盧遠(yuǎn),蘇文靜,華璀

(廣西師范學(xué)院資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,南寧530001)

生態(tài)脆弱性是指生態(tài)環(huán)境對內(nèi)部和外部的干擾活動或過程的不良反應(yīng),包括兩層含義:生態(tài)的敏感性和生態(tài)的恢復(fù)力[1]。開展區(qū)域生態(tài)脆弱研究不僅對保護(hù)生態(tài)環(huán)境有重要意義,同時對區(qū)域土地資源合理利用及可持續(xù)發(fā)展也有重要的指導(dǎo)意義[2-3]。當(dāng)前,國內(nèi)外學(xué)者在區(qū)域生態(tài)環(huán)境脆弱評價方面開展了大量的研究[4-7],但多是以自然環(huán)境、社會經(jīng)濟(jì)等離散的統(tǒng)計數(shù)據(jù)作支撐,以行政區(qū)域?yàn)樵u價單元進(jìn)行的,較大程度上限制了對生態(tài)脆弱性空間分布規(guī)律的揭示。為了解決這個問題,部分學(xué)者從景觀視角出發(fā),采用能指示各種生態(tài)影響的空間分布與梯度變化特征的景觀結(jié)構(gòu)信息建立評價模型,實(shí)現(xiàn)了生態(tài)環(huán)境脆弱度評價的定量化和空間化[8-10]。左江流域位于我國西南喀斯特發(fā)育區(qū)的南緣地帶,喀斯特地貌廣泛發(fā)育,加上生存型經(jīng)濟(jì)發(fā)展階段不合理的土地開發(fā)方式使該流域生態(tài)環(huán)境不斷惡化,土壤侵蝕退化嚴(yán)重,人地關(guān)系矛盾十分尖銳[11]。因此,本文從景觀格局與生態(tài)敏感性結(jié)合角度,綜合景觀格局信息與生態(tài)敏感性信息構(gòu)建生態(tài)脆弱性評價指標(biāo)體系,揭示生態(tài)脆弱度的空間分異特征及其機(jī)制,為流域環(huán)境經(jīng)濟(jì)協(xié)調(diào)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)與數(shù)據(jù)資料

1.1 研究區(qū)概況

左江流域位于廣西西南部,地理坐標(biāo)處于21°36′-23°22′N,106°33′-108°16′E,土地總面積 20 153 km2?？偟貏菸髂下愿?向東北傾斜,四面山岳環(huán)繞,大部分面積屬山地丘陵,中部被左江及其支流切割,形成南部土山丘陵和北部喀斯特地貌兩大地貌單元。屬南亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū),氣候溫暖,雨量充沛,年均氣溫19.6～22.1℃,年均降雨量1 200 mm左右,降水集中在4-9月,年均蒸發(fā)量1 285～1 634 mm。母巖以泥盆系、石灰系,二疊系石灰?guī)r、白云巖為主,頁巖、砂巖次之;地帶性土壤有赤紅壤、紅壤、石灰土,海拔較高的山地有山地黃壤、酸性紫色土分布,易發(fā)生水土流失。境內(nèi)北部喀斯特丘陵、峰叢洼地、峰林谷地交錯發(fā)育,分布廣泛。植被以常綠季雨林、次生熱帶季雨林、熱帶雜木林、灌叢草坡和草坡為主[11-12]。

1.2 數(shù)據(jù)準(zhǔn)備及處理

研究所用資料包括左江流域2008年分辨率為30 m的LandsatTM 影像、2008年1∶10萬土地利用數(shù)據(jù)、1∶25萬地質(zhì)圖、1∶25萬地形圖、第二次土壤普查數(shù)據(jù)、90 m×90 m分辨率的SRTM DEM數(shù)據(jù)、中高分辨率成像光譜儀(MODIS)植被指數(shù)產(chǎn)品(MOD02QKM),以及流域及其周邊地區(qū)站點(diǎn)1956-2006年的逐月氣象觀測數(shù)據(jù)。基于野外考察觀測資料和土地利用數(shù)據(jù),運(yùn)用ERDAS Imagine 9.3遙感圖像處理軟件提取流域景觀類型信息。景觀類型的分類標(biāo)準(zhǔn)以國家級土地利用與覆被分類系統(tǒng)[13]為基礎(chǔ),同時結(jié)合流域的生態(tài)景觀特征,劃分為水田、旱地、有林地、灌叢、草地、建設(shè)用地、水域和未利用地等8種景觀類型[13]。

將研究區(qū)用等間距方法劃分為2 km×2 km的單元,以便統(tǒng)計各單元的指數(shù),利用ArcGIS軟件對逐月降水量進(jìn)行空間插值,生成90 m×90 m分辨率的柵格數(shù)據(jù)。為了便于進(jìn)行空間分析,上述空間數(shù)據(jù)均采用統(tǒng)一的投影坐標(biāo)系統(tǒng)。

2 研究方法

2.1 評價指標(biāo)體系與權(quán)重的確定

景觀格局作為自然與人為多種因素相互作用所產(chǎn)生的區(qū)域生態(tài)環(huán)境體系的綜合反映,既是景觀異質(zhì)性的具體體現(xiàn),又是各種生態(tài)過程在不同尺度上作用的最終結(jié)果,可以反映出不同景觀生態(tài)系統(tǒng)所受到的干擾及脆弱程度[14]。本研究選取破碎度、分維數(shù)和分離度作為景觀干擾度評價的景觀格局因子,選取土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性作為生態(tài)敏感性因子,構(gòu)建左江流域生態(tài)脆弱性評價指標(biāo)體系(圖1)。為了減小指標(biāo)權(quán)重的主觀隨意性,采用均方差決策法[15]確定評價指標(biāo)的權(quán)重。

圖1 左江流域生態(tài)脆弱性評價指標(biāo)體系

2.2 景觀干擾度指數(shù)的計算

2.2.1 景觀格局指標(biāo)的獲取 景觀破碎度Ci和景觀分維數(shù)Mi用Patch Analyst軟件[16]直接計算得到;景觀分離度Fi采用 Patch Analyst軟件,結(jié)合陳頂利和傅伯杰[14]修改的分離度公式(1)計算得到:

式中:Fi——景觀類型 i分離度;Di——景觀類型 i斑塊密度;AIi——景觀類型i面積比例;Ai——景觀類型i的面積;Ni——景觀類型i的斑塊數(shù);A——景觀總面積。

2.2.2 景觀干擾度指數(shù)的計算 景觀干擾度指數(shù)可反映不同景觀受到干擾的程度,選取破碎度Ci、分離度Fi、分維數(shù)Mi、構(gòu)建景觀干擾度指數(shù)Ii來衡量不同景觀所遭受的干擾程度,其計算公式如下:

式中:i——不同的景觀類型;Ii——景觀干擾度;a,b,c——各指標(biāo)的權(quán)重值,a+b+c=1。

采用均方差決策法計算各指標(biāo)權(quán)重,求得景觀破碎度、景觀分維數(shù)和景觀分離度指標(biāo)的權(quán)重為0.441,0.457和0.102;然后依據(jù)公式(2)計算各景觀類型的景觀干擾度指數(shù)。

2.3 土壤侵蝕敏感性的評價

土壤侵蝕敏感性的評價考慮因素有降水侵蝕力(R)、土壤質(zhì)地(K)、坡長坡度(LS)與地表覆蓋(C)[17]。其中,R采用周伏建等人提出的降水沖蝕潛力公式估算[18]。坡長坡度因子(LS)以地形起伏因子來代替,即分別計算3×3窗口的最大高程值和最小高程值,再將最大高程值和最小高程值進(jìn)行差值運(yùn)算,即得地形起伏度因子值。當(dāng)植被覆蓋度為25%～80%時,植被指數(shù)NDVI隨植被蓋度呈線性增加,采用NDVI估算來確定植被覆蓋度,NDVI數(shù)據(jù)來源于MOD02QKM植被指數(shù)產(chǎn)品。參照廣西土壤侵蝕敏感性評價[17],確定各影響因子評價指標(biāo)的敏感性等級(表1)。

表1 不同因子對土壤侵蝕敏感性影響評價標(biāo)準(zhǔn)

在GIS支持下,利用幾何平均數(shù)法計算土壤侵蝕敏感性綜合指數(shù),其計算公式如下:

式中:SS——評價單元的土壤侵蝕敏感性指數(shù);Ci——i因素敏感性等級值。在此基礎(chǔ)上,運(yùn)用自然分界法和定性分析相結(jié)合的方法,將流域土壤侵蝕敏感性綜合指數(shù)劃分為不敏感、輕度敏感、中度敏感、高度敏感和極度敏感5個級別(見表1)。

2.4 石漠化敏感性的評價

石漠化敏感性評價主要根據(jù)研究區(qū)的巖性、地形坡度、植被覆蓋度和降雨量因子來確定的[19]。其中,巖性因子根據(jù)1∶20萬地質(zhì)圖的巖性進(jìn)行定性判斷和劃分;地形坡度利用分辨率90 m的SRTM DEM數(shù)據(jù)提取分級;植被覆蓋度同土壤侵蝕敏感性中的C因子一樣,降雨量因子則利用年降雨量進(jìn)行空間插值,生成年降雨量柵格圖。各項(xiàng)單因子敏感性指標(biāo)參照《生態(tài)功能區(qū)劃暫行規(guī)程》進(jìn)行分級。最后,采用幾何平均數(shù)法計算流域的石漠化敏感性指數(shù)(表2)。

石漠化敏感性計算模型:

式中:RS——評價單元的石漠化敏感性指數(shù);Ri——石漠化敏感性因子等級值。

表2 不同因子對石漠化敏感性影響評價標(biāo)準(zhǔn)

在ArcGIS中運(yùn)用空間疊加分析功能和幾何平均數(shù)法計算石漠化敏感性綜合指數(shù),然后對石漠化評價結(jié)果按Natural Breaks(Jenks)方法進(jìn)行分級,即得到石漠化敏感性綜合評價圖。

2.5 生態(tài)脆弱度計算模型

利用景觀干擾度、土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性等指數(shù)加權(quán)疊加計算生態(tài)脆弱度指數(shù),其計算模型如下:

式中:Ii——評價單元 i的景觀干擾度;SSi——評價單元i土壤侵蝕敏感性指數(shù);RS i——單元 i石漠化敏感性指數(shù) ;ω1,ω2,ω3— —指標(biāo)的權(quán)重值,ω1+ω2+ω3=1。同樣,采用均方差方法計算指標(biāo)權(quán)重,權(quán)重值分別為:0.436,0.352,0.212,依據(jù)公式(5)計算各單元的生態(tài)脆弱度。

3 結(jié)果與分析

3.1 景觀類型的生態(tài)脆弱度

為了分析流域各景觀類型的生態(tài)脆弱度,利用ArcGIS的Zonal Statistics模塊對生態(tài)脆弱度綜合指數(shù)以及景觀干擾度、土地侵蝕敏感性、石漠化敏感性等指數(shù)進(jìn)行統(tǒng)計分析(表3)。從表3可以看出,各景觀類型的脆弱度排序?yàn)?未利用地＞草地＞旱地＞灌叢＞有林地＞建設(shè)用地＞水田＞水域。其中,未利用地多為裸巖地,水土保持能力差,植被生境條件惡劣,其景觀干擾度、土壤侵蝕敏感性、石漠化敏感性均是最高的,其生態(tài)脆弱度最高。其次是草地,流域草地很大一部分是林地砍伐、墾荒棄耕后退化而來,同時受持續(xù)的墾殖和放牧的影響,土壤侵蝕和石漠化狀況較為嚴(yán)重。流域旱地中坡耕地面積大,且缺乏合理的保護(hù)措施,加上降雨季節(jié)分配不均,旱澇災(zāi)害頻繁,水土流失狀況嚴(yán)重。研究區(qū)灌叢多是石灰?guī)r灌叢,群落結(jié)構(gòu)相對簡單,群落的自調(diào)控能力弱,受人為活動干擾較大,因而灌叢的生態(tài)脆弱度也較高。

表3 各景觀類型的生態(tài)脆弱度評價指標(biāo)統(tǒng)計

3.2 流域生態(tài)脆弱度空間異質(zhì)性

利用地統(tǒng)計分析Geostatistics模塊對標(biāo)準(zhǔn)化轉(zhuǎn)換后的樣地脆弱度數(shù)據(jù)進(jìn)行單樣本K-S檢驗(yàn),結(jié)果表明研究區(qū)的生態(tài)脆弱度數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布,可以直接進(jìn)行地統(tǒng)計學(xué)分析。圖2a是流域生態(tài)環(huán)境脆弱度指數(shù)在各向同性條件下的變異函數(shù)曲線。基臺值(C0+C)的大小反映脆弱性指數(shù)的波動幅度,塊金值(C0)與基臺值的比值反映脆弱度的空間相關(guān)性的程度,其值越大說明由隨機(jī)因素(主要是人為因素)引起的脆弱度空間異質(zhì)性越高[20]。變程表示的是在某種觀測尺度下,空間相關(guān)性的作用范圍,本研究中以步長4 km為觀測尺度,變程(a)為33.1 km,說明在33.1 km以內(nèi)具有較強(qiáng)的空間相關(guān)性。偏基臺值=0.0471,塊金值=0.0888,基臺值=0.1359,塊金值/基臺值為65.34%,說明流域生態(tài)脆弱度具有明顯的空間自相關(guān)性,且隨機(jī)因素(人為因素)引起的脆弱度空間異質(zhì)性處于主導(dǎo)地位,結(jié)構(gòu)性因素(如土壤、巖性、地形和植被等)引起的脆弱度空間異質(zhì)性相對較小。

圖2 生態(tài)脆弱度的變異函數(shù)曲線

為了分析流域生態(tài)脆弱度指數(shù)的空間異質(zhì)性,分別計算 0°、45°、90°和 135°等 4 個方向的變異函數(shù)(圖2b)。由圖2b可以看出,流域生態(tài)脆弱度在各個方向上的變異函數(shù)曲線在16 km以內(nèi)比較接近,具有明顯的各向同性的特點(diǎn),而16 km以外則表現(xiàn)出明顯的各向異性,其中0°和45°兩個方向上表現(xiàn)最為明顯。生態(tài)脆弱度指數(shù)在空間上各向異性特征可能與區(qū)域巖性構(gòu)造有關(guān),研究區(qū)地質(zhì)構(gòu)造上屬于右江再生地槽的西大明山隆起,北部的巖性構(gòu)造呈北西向帶狀分布,南部的巖性構(gòu)造則呈北東東向的帶狀分布[21]。巖性分布帶寬平均為16 km,因此在16 km范圍內(nèi),巖性構(gòu)造較為均一,脆弱度空間變異性的方向性差異不明顯,當(dāng)大于 16 km 時,巖性在 0°、45°方向上的變化趨向增強(qiáng),生態(tài)脆弱度在該方向上的變異性較高。

3.3 流域生態(tài)脆弱度空間格局

基于對流域脆弱度的空間分異性特征分析,對流域生態(tài)脆弱度值進(jìn)行克里格插值,得到流域生態(tài)脆弱度指數(shù)圖,然后按Natural Breaks(Jenks)法將生態(tài)脆弱度指數(shù)圖劃分為 5個等級:Ⅰ級——弱風(fēng)險區(qū)(0.2385≤EVI＜0.4238),Ⅱ 級——低 風(fēng)險 區(qū)(0.4238≤EVI＜0.5030),Ⅲ 級——中 風(fēng)險 區(qū)(0.5030≤EVI＜0.5931),Ⅳ級——高風(fēng)險 區(qū)(0.5931≤EVI＜0.7054),Ⅴ級——極高風(fēng)險區(qū)(EVI≥0.7054)5個等級(圖3),并對研究區(qū)生態(tài)脆弱度進(jìn)行面積統(tǒng)計。其中:Ⅰ級分區(qū)面積占15.29%,Ⅱ級分區(qū)面積占27.85%,Ⅲ級分區(qū)面積占27.94%,Ⅳ級分區(qū)面積占22.28%,Ⅴ級分區(qū)面積占6.64%。

從空間分布上看,Ⅰ級、Ⅱ級分區(qū)主要集中在南部的十萬大山、東北的西大明山及其周邊地區(qū),該區(qū)母巖以砂頁巖為主,地貌以山地、高丘為主;土壤主要是紅壤、赤紅壤和黃壤,土層較厚;植被以熱帶雨林和季風(fēng)帶綠葉林為主,植物種類多且生長茂盛,系統(tǒng)穩(wěn)定性好,生態(tài)敏感性較低,抗干擾性強(qiáng)。Ⅲ級主要集中分布在中部,沿左江及支流兩岸一帶,該分區(qū)母巖由砂頁巖和部分可溶巖基巖構(gòu)成,地貌以丘陵、谷地為主,間有峰林或峰叢殘丘分布;受人類不合理的開墾、亂伐,自然植被多遭到破壞;土壤多以赤紅壤和石灰性土為主,生態(tài)環(huán)境比較脆弱,遇雨則易發(fā)生水土流失,遇旱則亦易成災(zāi)。Ⅳ級、Ⅴ級分區(qū)主要分布在北部,該分區(qū)母巖則以石灰?guī)r為主,地貌多以喀斯特地貌為主,巖溶石山、峰叢洼地、峰林谷地和孤峰平原交錯,受地質(zhì)巖性制約,地表土壤覆蓋較少,且土層淺薄;由于多年來人為的肆意砍伐、燒山墾荒,如今大部分植被已退化為林分單一的矮林灌叢、灌叢草被,甚至巖石裸露,生態(tài)環(huán)境極其脆弱。整體而言,流域生態(tài)脆弱度呈現(xiàn)南低北高的格局,與地質(zhì)地貌空間格局基本一致,說明在流域尺度上地質(zhì)地貌是生態(tài)環(huán)境的主導(dǎo)控制因素之一。

圖3 左江流域生態(tài)脆弱度空間分布圖

從細(xì)部特征來看,在生態(tài)環(huán)境脆弱度普遍較低的南部區(qū)域,雖然脆弱度宏觀上以Ⅰ級、Ⅱ級為主,但局部區(qū)域脆弱度仍達(dá)Ⅲ級,Ⅲ級區(qū)主要位于明江谷地、上思盆地一帶,這些區(qū)域由于地形較為平坦,易于較大規(guī)模的土地開發(fā)活動的開展,人類長期為了追求自身發(fā)展和經(jīng)濟(jì)利益所進(jìn)行的不合理的景觀改造活動加大了生態(tài)環(huán)境的脆弱性。在生態(tài)環(huán)境脆弱度較高的北部區(qū)域,局部脆弱度卻在Ⅲ級以下,形成生態(tài)環(huán)境脆弱度高低交錯分布格局。這與北部區(qū)域地表切割破碎,形成巖溶石山、峰叢洼地、峰叢谷地和孤峰平原鑲嵌排列的地貌有關(guān),不同地貌單元的景觀類型,其人類活動明顯不同,因而生態(tài)脆弱度亦有顯著的差異。

4 結(jié)語

本研究以左江流域?yàn)檠芯繀^(qū),從景觀格局視角出發(fā),綜合土壤侵蝕敏感性和石漠化敏感性信息構(gòu)建生態(tài)環(huán)境脆弱性評價指標(biāo)體系,對流域生態(tài)環(huán)境脆弱性進(jìn)行定量分析和評價,研究結(jié)果較好地揭示流域自然因素與人類活動綜合作用所形成的生態(tài)環(huán)境的脆弱性及其空間格局。研究表明:(1)各景觀類型的脆弱度排序?yàn)?未利用地＞草地＞旱地＞灌叢＞有林地＞建設(shè)用地＞水田＞水域。(2)變異函數(shù)分析表明,流域生態(tài)脆弱度的塊金值/基臺值達(dá)65.34%,呈明顯的空間相關(guān)性,生態(tài)脆弱度的空間變異在16 km以內(nèi)比較接近,具有明顯的各向同性的特點(diǎn),而16 km以外則表現(xiàn)出明顯的各向異性,隨機(jī)因素引起的脆弱度空間異質(zhì)性處于主導(dǎo)地位,而結(jié)構(gòu)性因素(如土壤、巖性、地形和植被等)引起的脆弱度空間異質(zhì)性相對較小。區(qū)域脆弱度空間變異在16 km以內(nèi)表現(xiàn)出明顯的各向同性。(3)在空間分布特征上,流域生態(tài)脆弱度呈現(xiàn)南低北高的格局,脆弱程度相對較高的區(qū)域與碳酸鹽巖在研究區(qū)的分布較為一致,表明左江流域脆弱性的根源在于其特殊的地質(zhì)巖性背景,而人類活動的影響是引起生態(tài)環(huán)境脆弱度空間異質(zhì)性的主要動因。

[1] 張笑楠,王克林,張偉,等.桂西北喀斯特區(qū)域生態(tài)環(huán)境脆弱性[J].生態(tài)學(xué)報,2009,29(2):749-757.

[2] 冉圣宏,金建君,薛紀(jì)愈.脆弱生態(tài)區(qū)評價的理論與方法[J].自然資源學(xué)報,2002,17(1):116-122.

[3] 蔡海生,陳美球,趙小敏.脆弱生態(tài)環(huán)境脆弱度評價研究進(jìn)展[J].江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,2003,25(2):270-275.

[4] 王讓會,樊自立.塔里木河流域生態(tài)脆弱性評價研究[J].干旱環(huán)境監(jiān)測,1998,12(4):39-44.

[5] 王經(jīng)民,汪有科.黃土高原生態(tài)環(huán)境脆弱性計算方法探討[J].水土保持通報,1996,16(3):32-36.

[6] 陶希東,趙鴻婕.河西走廊生態(tài)脆弱性評價及其恢復(fù)和重建[J].干旱區(qū)研究,2002,19(4):7-11.

[7] 姚建,丁晶,艾南山.岷江上游生態(tài)脆弱性評價[J].長江流域資源與環(huán)境,2004,13(4):380-383.

[8] 王介勇,趙庚星,杜春先.基于景觀空間結(jié)構(gòu)信息的區(qū)域生態(tài)脆弱性分析:以黃河三角洲墾利縣為例[J].干旱區(qū)研究,2005,22(3):317-321.

[9] 邱彭華,徐頌軍,謝跟蹤,等.基于景觀格局和生態(tài)敏感性的海南西部地區(qū)生態(tài)脆弱性分析[J].生態(tài)學(xué)報,2007,27(4):1257-1264.

[10] 布仁倉,胡遠(yuǎn)滿,常禹,等.景觀指數(shù)之間的相關(guān)分析[J].生態(tài)學(xué)報,2005,25(10):2764-2775.

[11] 黎代恒,唐乃煥.桂西南山區(qū)的開發(fā)與建設(shè)[J].自然資源,1994,8(3):68-78.

[12] 余承惠.左江流域生態(tài)系統(tǒng)與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的研究[J].環(huán)境保護(hù),1998(12):22-25.

[13] 劉紀(jì)遠(yuǎn).國家資源環(huán)境遙感宏觀調(diào)查與動態(tài)監(jiān)測研究[J].遙感學(xué)報,1997,1(3):225-230.

[14] 鄔建國.景觀生態(tài)學(xué)[M].北京:高等教育出版社,2000.

[15] 王明濤.多指標(biāo)綜合評價中權(quán)數(shù)確定的離差、均方差決策方法[J].中國軟科學(xué),1999(8):100-101.

[16] Environmental Systems Research Institute Inc.Using ArcView GIS[M].ESRI Redlands,CA,1996.

[17] 盧遠(yuǎn),華璀,周興.基于GIS的廣西土壤侵蝕敏感性評價[J].水土保持研究,2007,14(1):89-93.

[18] 周伏建,陳明華,林福興,等.福建省降雨侵蝕力指標(biāo) R值[J].水土保持學(xué)報,1995,9(1):13-18.

[19] 楊青青,王克林,陳洪松,等.地質(zhì)地貌因素對喀斯特石漠化的影響:以廣西大化縣為例[J].山地學(xué)報,2009,27(3):314-315

[20] 張治國.生態(tài)學(xué)空間分析原理與技術(shù)[M].北京:科技出版社,2007:195-198.

[21] 廣西壯族自治區(qū)地質(zhì)礦產(chǎn)局.廣西壯族自治區(qū)區(qū)域地質(zhì)志[M].北京:地質(zhì)出版社,1985:680-687.