關(guān)鍵詞：生態(tài)系統(tǒng)服務；森林破碎化；凈初級生產(chǎn)力；定量遙感；CASA 模型

相較于人工林，天然森林的生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性更高[1]，能夠提供更高層級的生態(tài)系統(tǒng)服務[2]。研究表明森林破碎化與人類對森林的采伐活動密切相關(guān)[3]，并且森林破碎化與全球植被碳循環(huán)具有聯(lián)系[4]。由于森林采伐導致的森林破碎化對于生態(tài)系統(tǒng)功能和服務能夠產(chǎn)生負面影響[5]。森林生態(tài)被眾多因素所影響，如2019—2020 年的澳大利亞叢林大火等。研究表明熱帶地區(qū)的森林破碎化對于碳儲量造成負面的邊緣效應的影響[6-9]，森林景觀破碎化能夠?qū)е律诌吘壔痆10]，森林破碎化與地上碳儲量具有一定聯(lián)系[11-14]。研究凈初級生產(chǎn)力（Net Primary Productivity，NPP）能夠顯示森林的固碳釋氧能力，對于深入研究陸地碳儲存和碳循環(huán)具有重要意義[15]。森林固碳能力是評估森林生態(tài)系統(tǒng)服務的重要方面[16-17]。在溫帶森林生態(tài)系統(tǒng)中，研究森林破碎化對NPP 的影響較熱帶地區(qū)相對較少，還需要進一步的研究。此外，土地利用的影響也是重要影響因素之一 [18]。過度的采伐和天然林的管理不善可能導致自然森林資源的減少和生態(tài)功能的退化。

天然森林保護計劃即天保工程強調(diào)了天然林的擴張，以及提高森林種植的生產(chǎn)力[19]。研究表明天然林保護實施期間，在全國范圍內(nèi)森林面積和生產(chǎn)力有所增加[20]。長白山作為中國森林覆蓋最高的地區(qū)之一，典型的溫帶森林地區(qū)在長白山已經(jīng)實施天然林保護工程超過10 年，自2000年正式實施[21]。研究表明在長白山保護區(qū)的一些保護措施是有效的[22]。對于長白山的整體景觀布局，在1988 年比1972 年的破碎化更嚴重，森林砍伐為主要原因[23]。紅松林和云冷杉林等在長白山保護區(qū)中的森林固碳作用最為重要[24]。本文旨在探究20 世紀80 年代以來在天保工程下的長白山地區(qū)的森林破碎化狀況，及其對NPP 的變化影響，探討長白山地區(qū)從1985 年至2015 年的森林破碎化情況；量化長白山地區(qū)1985—2015 年的 NPP 動態(tài)變化；分析研究區(qū)內(nèi)森林破碎化對NPP 的影響?；诰坝^破碎化指數(shù)[25]，選擇不同森林類型的景觀破碎化指數(shù)進行森林破碎化的分析。研究1985—2015 年的長白山地區(qū)的NPP 和森林破碎化動態(tài)，量化不同的森林邊緣深度下的森林斑塊造成的碳損失情況，為長白山地區(qū)的自然森林保護管理提供建議。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域與數(shù)據(jù)

本文研究區(qū)域分布于吉林省東南部，包括臨江（LJ）、松江河（SJH）、泉陽（QY）、露水河（LSH）、和龍（HL）、白河（BH）、長白縣（CC） 和長白山國家級自然保護區(qū)，面積約148 萬公頃（圖1）。長白山國家級自然保護區(qū)（CMNR） 成立于1960 年，經(jīng)歷了不同程度的人類干擾[26]。長白山保護區(qū)內(nèi)年平均相對濕度66%[27]，大約80% 的年總降水量均發(fā)生在6 月到9 月[28]。森林類型沿海拔梯度分布，分別為紅松—闊葉混交林（700～1100 m）、針葉林（100～1700 m） 和白樺林（1700～2000 m）。

利用多時相的遙感影像數(shù)據(jù)進行地物分類和動態(tài)監(jiān)測，遙感影像數(shù)據(jù)采用陸地衛(wèi)星Landsat 數(shù)據(jù)，數(shù)據(jù)來源為美國地質(zhì)調(diào)查局（United States Geological Survey，USGS）。影像數(shù)據(jù)包括1985 年、1995 年、2005 年和2015 年四個時相，分別顯示長白山地區(qū)的天保工程不同實施階段。考慮到影像質(zhì)量，選擇無云條件和生長季時相較接近的四個時相的遙感影像。研究使用的Landsat 影像，分辨率30 m，其中2 景來源于Landsat 8 （OLI），6 景來源于Landsat 5 （TM），且每景均進行了大氣校正、輻射校正、去云等數(shù)據(jù)預處理。本文氣象數(shù)據(jù)（表1）來自寒區(qū)旱區(qū)科學數(shù)據(jù)中心的中國氣象脅迫數(shù)據(jù)集。研究所用的高度和坡度數(shù)據(jù)通過數(shù)字高程模型（DEM） 提取，DEM 數(shù)據(jù)來源于NASA （National Aeronautics and Space Administration）和 NIMA （National Imagery and Mapping Agency） 的SRTM（Shuttle Radar Topography Mission），分辨率為30 m。

1.2 地表覆蓋分類

本文采用面向?qū)ο蟮姆椒▽ρ芯繀^(qū)的四個時期（1985年、1995 年、2005 年、2015 年）分別進行土地利用的分類，得到土地覆蓋分類結(jié)果。分類工具利用易康軟件進行，并通過對影像進行多尺度分割等，并利用目視解譯進行完善，利用ArcGIS 制圖進行分類結(jié)果展示。研究區(qū)的土地利用類別有：落葉闊葉林（DBF）、落葉針葉林（DNF）、常綠針葉林（ENF）、岳樺林（MBF） 、針闊混交林（MF）、疏林（SF）、苔原（Tundra）、裸地（BL）、草地（Grass）、風倒區(qū)（windfalls）、水體（water）、農(nóng)田（Crop）、建設(shè)用地（Built）和采伐跡地（DF）。其土地分類精度驗證主要通過研究區(qū)的野外實地調(diào)查驗證點進行總體分類精度計算。

1.3 CASA 模型計算NPP

利用CASA 模型計算研究區(qū)域在1985 年、1995 年、2005 年、2015 年的月NPP 均值，主要利用植被吸收的光合有效輻射和光能利用率估算[29-30]，公式如下：

其中：W （x，t） ε 表示水分脅迫系數(shù)[29]； 1f （x，t） 和2f （x，t）為溫度脅迫系數(shù)，由 Field 提出的公式計算得到[30；]max ε 是不同植被類型的最大光能利用率[33]，將不同植被類型分別進行計算。通過計算全年每月的NPP 平均值，進而分別計算四個年度（1985 年、1995 年、2005 年、2015 年）的月平均NPP。其中數(shù)據(jù)計算主要運用ENVI、ArcGIS 進行數(shù)據(jù)提取，運用Excel 進行數(shù)據(jù)輸出和數(shù)據(jù)關(guān)聯(lián)等，運用Python 進行數(shù)據(jù)批量計算和處理等。初始氣象數(shù)據(jù)由于分辨率的不同，通過GIS 進行克里金插值，得到與土地分類結(jié)果相同的分辨率。

1.4 景觀指數(shù)計算

利用ArcGIS 將研究區(qū)域劃分為多個10 km×10 km的基本單元進行統(tǒng)計分析，在所得基本單位內(nèi)分別利用Fragstats 軟件計算景觀指數(shù)（表2）。使用景觀指數(shù)量化土地覆蓋的破碎化等程度，景觀指數(shù)的計算使用Fragstats軟件。計算景觀格局指標，包括面積邊緣、聚集度、形狀和多樣性四類指標。計算四個年份（1985 年、1995 年、2005 年、2015 年） 的景觀指數(shù)。景觀指標包括面積邊緣指標（LPI、TE、ED、AREA_MN 和TA）， 聚集度指標（NP、PD、ENN_MN 和DIVISION），形狀指標（SHAPE_MN、FRAC_MN、PARA_MN、CIRCLE_MN 和CONTIG_MN）和多樣性指標（PR、PRD、SHDI 和SHEI）。其中PD，ED 和DIVISION 增加，AREA_MN 減少的同時，森林破碎化程度增加。

1.5 景觀斑塊的邊緣區(qū)域碳損失

為定量估算森林破碎化狀態(tài)下的碳損失情況，計算森林景觀斑塊的邊緣區(qū)域的加權(quán)平均NPP。主要利用Fragstats 軟件計算每個10 km×10 km 樣本內(nèi)的斑塊面積等參數(shù)，應用GIS 和Python 程序?qū)?shù)據(jù)進行批量處理的提取、整理和定量計算。定量計算公式如下：

1.6 逐步回歸分析

逐步回歸可以消除不相關(guān)的變量，保證解釋變量之間不存在多重共線性。通過逐步回歸分析不同類別因子對1985 年到2015 年的NPP 變化的影響情況，分別計算氣候、地形和景觀因子的變化率，公式如下：

其中：n 代表年份， i NPP 為第 i 年的 NPP 值。θ slope為正表明不斷增加的趨勢，為負則表明減少的趨勢。

計算每個10 km×10 km 基本單元中的氣象因子、地形因子和景觀因子的變化率，其中氣象因子包括降水（PREC），短波輻射（SRAD） 和溫度（TEMP）、地形因子包括高度（ALTITUDE）、坡度（SLOPE）、坡向（ASPECT）。在逐步回歸分析中，因變量是NPP 的變化率， 自變量分別為氣候因子、地形因子和景觀因子的變化率。將變量進行Z 值標準化后，將自變量、因變量導入到逐步回歸利用SPSS 軟件進行計算，并用Origin 軟件進行結(jié)果出圖等。

2 結(jié)果分析

2.1 景觀格局動態(tài)

根據(jù)分類結(jié)果，利用ArcGIS 對在研究區(qū)從1985 年到2015 年的土地利用結(jié)果進行制圖，如圖2 所示。圖2展示了面向?qū)ο蠓诸惖耐恋馗采w結(jié)果，通過驗證可得總體分類精度高于80%。

為分析研究地區(qū)的主要森林類型，選取MF、ENF、DBF 和DNF 四種主要植被類型進行分析，并通過計算土地利用轉(zhuǎn)移矩陣得到圖3。從1985 到2015 年，在整個研究區(qū)，MF 和ENF 類型的森林面積是相對較高的。顯然，1985 年DF 的面積大于其它年份，這也與人類活動的采伐密切相關(guān)。在整個研究區(qū)從1985 年到2015 年MF 的比例從51.40% 下降到50.45%， 而ENF 在整個研究區(qū)的比例從23.42% 下降到23.18%（表3）。在長白山保護區(qū)內(nèi)，1985—2005 年的DBF 面積增長，主要由DF 和MF 轉(zhuǎn)化；DBF 從2005—2015 年的面積表現(xiàn)出輕微的減少，主要轉(zhuǎn)化為MF；1995—2005 年，MF 面積表現(xiàn)出負增長，它主要是轉(zhuǎn)化為DBF 和Crop；2005 年之后， MF 為正增長主要是由于轉(zhuǎn)化自ENF、DBF 和DF。在保護區(qū)外以及整個研究區(qū)域，1995 年以后的ENF 區(qū)域表現(xiàn)出輕微的降低，主要是由于地表覆蓋轉(zhuǎn)換為MF，這與在保護區(qū)內(nèi)部的輕微的正增長相反。2005 年之后， 保護區(qū)內(nèi)部的DNF 表現(xiàn)出明顯的正增長趨勢（圖3）。

2.2 森林破碎化動態(tài)

統(tǒng)計分析研究區(qū)1985 年、1995 年、2005 年和2015年四個時間階段的608 個斑塊的景觀指數(shù)，選取森林景觀格局指標AREA_MN 和PD 指標展示，應用Origin 軟件出圖（圖4）。計算得出1985—2015 年的主要森林類型的數(shù)量（MF、ENF、DBF、DNF）增加了608 個斑塊。為分析森林破碎化程度，選擇AREA_MN 和PD 指標。相對較低的AREA_MN 和較高的PD 通常表明森林較分散的情況。保護區(qū)內(nèi)部的 ENF 具有最大面積比例，在四個時間階段中的保護區(qū)內(nèi)部的 AREA_MN 值高于保護區(qū)外部。在這四個時間階段中的三種森林類型值（DBF、ENF、MF）的PD 在保護區(qū)外部高于內(nèi)部。因此，對于ENF 的植被類型，保護區(qū)外部具有明顯的較高破碎化程度。在保護區(qū)內(nèi)，MF 和ENF 的PD 值在1995—2005 年期間呈增加趨勢，在2005—2015 年期間呈下降趨勢。尤其對于MF，在保護區(qū)外部的AREA_MN 在1995—2005年明顯減少，2005—2015 年明顯增加。結(jié)果表明，在四個時間階段中，保護區(qū)外部的ENF 植被類型的森林破碎化程度較保護區(qū)內(nèi)部程度高。在保護區(qū)外部，MF 植被類型的森林破碎化程度在1995—2005 年期間為增長趨勢，在2005—2015 年期間為下降趨勢， DNF 以及DBF 的破碎化程度則相對穩(wěn)定。

2.3 NPP 的時空動態(tài)

通過CASA 模型對研究區(qū)植被在1985 年、1995 年、2005 年、2015 年每年的月平均NPP 進行定量反演計算，結(jié)果如圖5 所示。研究區(qū)內(nèi)部的120 個NPP 點驗證，驗證數(shù)據(jù)來自MOD17A3 NPP，精度驗證（R2） 達到0.57（lt;0.05）。圖6 中1985—2015 年的研究區(qū)整體的NPP 均值變化，主要森林類型（DBF、DNF 和MF）的平均NPP均表現(xiàn)出增長的趨勢。

根據(jù)光合作用和呼吸作用方程，每一種森林植被類型產(chǎn)生1 g 碳的干物質(zhì)，相當于吸收1.62 g 二氧化碳凈固碳能力。比較不同森林類型從1985 年到2015 年的NPP 值，主要森林類型（DBF、MF、DNF、ENF）基本表現(xiàn)出增加的趨勢。對于ENF 植被類型，保護區(qū)內(nèi)部NPP 值較高。從1985 年到2015 年，主要森林類型（DBF、MF、DNF、ENF）固碳量從1137.39 t 增加到1378.57 t 碳。

2.4 森林破碎化對 NPP 的影響

通過逐步回歸分析多種類型因子在1985 年、1995 年、2005 年、2015 年對植被NPP 的影響的結(jié)果，如圖7，驅(qū)動因子分別為氣象、景觀、地形因子的變化率，樣本量為10 km×10 km 的基本單元400 個。從1985 年到2015年的NPP 與溫度因子具有正相關(guān)關(guān)系，這表明植被對溫度因子的依賴。SHEI 和PD 對NPP 有顯著的負面影響，而對 TE 的變化有顯著正面影響。PD 的變化對NPP 有較強的負面影響，這表明30 年期間的景觀破碎度的增加顯著降低了NPP。

從1985 年到2015 年在研究區(qū)的保護區(qū)內(nèi)部和外部，計算不同邊緣區(qū)域內(nèi)（50 m、100 m、200 m、300 m 斑塊邊緣深度）的斑塊加權(quán)平均NPP 如圖8 所示。保護區(qū)內(nèi)部的斑塊平均權(quán)重NPP 大約為保護區(qū)外部的四倍，最高點在2005 年。在保護區(qū)外部的最大增長點在200 m 至300 m 邊緣處，增加的邊緣距離促進了NPP 的正增長。

3 討論

3.1 森林破碎化及NPP 動態(tài)

2007 年中國實施生態(tài)文明發(fā)展戰(zhàn)略，以實現(xiàn)環(huán)保和社會可持續(xù)性的目標[35]。在天保工程實施期間，長白山保護區(qū)外部的ENF 破碎化程度較高。對于ENF 植被類型，在1995 年到2005 年期間，保護區(qū)內(nèi)部的森林面積增加，而保護區(qū)外部的森林面積減少（表3）。對于MF 植被類型比較明顯的變化在保護區(qū)外部，1995 年到2005 年期間森林破碎化程度增加和森林面積減少，2005 年至2015 年期間森林破碎化程度減少和森林面積增加（圖4）。其中MF 在2005 年之后主要從DBF、DF 以及ENF 轉(zhuǎn)化導致了森林面積的增加和破碎化減少。同時，1995—2005 年由人類活動引起的由MF 主要轉(zhuǎn)化為DBF 和Crop（圖3）。在研究區(qū)，土地利用轉(zhuǎn)換在森林管理起著重要的作用，體現(xiàn)出土地利用森林管理的有效性。在1985—2005 年期間，隨斑塊分散狀態(tài)導致的MF 的森林破碎化增加和森林面積減少，在2005—2015 年期間，隨森林管理保護措施下森林斑塊連續(xù)而導致的森林破碎化降低及森林面積增加。以上研究表明，強調(diào)森林保護的實現(xiàn)可能會導致一系列的正面影響， 這與東北地區(qū)大幅度減產(chǎn)和植樹造林相一致[36]。

以往研究表明，森林面積和NPP 全國范圍內(nèi)增加[20]。天保工程實施期間，四種主要林型（DBF、DNF、ENF和MF）的NPP 從1985 年到2015 年基本呈現(xiàn)增加趨勢，1985—2015 年期間主要森林類型面積在長白山地區(qū)增長32592.9 hm2（圖6、表3）。研究結(jié)果與國家恢復項目的實施會導致增加碳儲量的結(jié)果相一致[37]。

3.2 森林破碎化對NPP 的影響

森林碳儲量的動態(tài)主要受到土地利用的變化、自然干擾、氣候壓力和植被的生長影響[13]。碳儲量的主要影響因素是與之密切相關(guān)的森林資源、生態(tài)環(huán)境和森林管理活動的實現(xiàn)[38]。對于ENF 植被類型，保護區(qū)外部破碎化程度較高，同時ENF 的NPP 值在保護區(qū)內(nèi)部較高，NPP值和其破碎化程度具有一定負相關(guān)關(guān)系。在天保工程實施期間，MF 植被類型的NPP 持續(xù)增高，1995—2005 年期間其破碎化程度增加，在2005—2015 年期間其破碎化程度減少。通過定量研究人類活動影響對NPP 的主要驅(qū)動因素，進行了逐步回歸分析。其結(jié)果表明在景觀指數(shù)中用于量化森林破碎化程度的PD 指數(shù)為最重要影響因子，除了溫度因子，這是最為敏感的破碎化指標（圖7）。以上結(jié)果表明了森林固碳和森林破碎化的相關(guān)性是會隨著森林保護工程的實施而減弱，同時體現(xiàn)出人類活動引起的森林破碎化對于固碳起到顯著的負面作用。

為分析在天保工程實施的過程中的研究區(qū)內(nèi)具體的森林碳損失狀況，計算了景觀斑塊邊緣區(qū)域的平均加權(quán)NPP，結(jié)果顯示保護區(qū)內(nèi)部的斑塊加權(quán)平均NPP 大約為保護區(qū)外部的4 倍，并且最高點在2005 年，說明對于保護區(qū)與林業(yè)局的不同人類干擾下的影響，在保護區(qū)內(nèi)部碳損失量較少。在保護區(qū)外部，增加的邊緣距離促進了斑塊邊緣處的加權(quán)平均NPP 的增長，也進一步顯示了人類干擾較多的保護區(qū)外部碳損失量較高，并且隨邊緣深度距離增加其NPP 隨之增長（圖8）。以上結(jié)果與以往研究一致，顯示了森林破碎化導致的森林固碳能力的負面影響[8]，以及生態(tài)系統(tǒng)碳儲量對森林破碎化的真實模式高度敏感[15]。森林邊緣效應的減少對森林固碳保留的能力的影響[39]，邊緣生物量的影響表明景觀組成和配置對碳儲量的影響[40]。綜上，森林破碎化對森林固碳能力具有一定負面影響。此外，森林斑塊NPP 值的變化在四個時期也由于土地利用類型的轉(zhuǎn)化而改變。森林破碎化過程通過人類活動和自然因素產(chǎn)生并伴隨著森林類型的變換。森林和農(nóng)作物之間的轉(zhuǎn)換改變了森林連通性和聚集度，影響了森林的固碳能力。土地利用的變化對森林生態(tài)系統(tǒng)的影響也應作為重要原因[41]。本文結(jié)果中SHEI 和PD 對NPP 有顯著的負面影響，而對 TE 的變化有顯著正面影響，也進一步說明了物種多樣性的復雜程度能夠影響NPP 值。探討人類活動干擾的生態(tài)管理在保護區(qū)和林業(yè)部門之間進行對比，主要區(qū)別在于對于土地利用規(guī)劃和保護森林資源的不同。

天然森林保護仍存在一些尚未解決的問題，比如中國東北和西北的天保工程實施結(jié)果沒有長江和黃河地區(qū)的效果明顯[42-44]。通過研究景觀破碎度和凈初級生產(chǎn)力來分析人類活動影響的程度。景觀破碎度的變化是森林固碳的主要驅(qū)動力之一，揭示了對長白山的負面影響。

4 結(jié)論

人類干擾將改變森林景觀的組成和結(jié)構(gòu)，研究分析了四個階段的森林景觀和土地使用的變化。結(jié)果表明，在天然林保護工程實施期間，研究區(qū)主要森林類型（MF、ENF、DBF、DNF）在長白山地區(qū)增長了大約32592.9hm2，研究區(qū)的主要森林類型的數(shù)量增加了608 個斑塊。在保護區(qū)內(nèi)部ENF 植被類型所占面積最大，保護區(qū)外部MF 植被類型所占面積最大。天保工程期間，對于ENF植被類型，在保護區(qū)外部的破碎化程度相對較高。對于MF 植被類型，1985 到2005 年隨著斑塊的分散而森林破碎化的增加和森林面積的減少，2000 年到2010 年代由于森林保護管理，隨著森林斑塊的連續(xù)而森林破碎化減少和森林面積的增加。通過利用CASA 模型定量遙感估算了長白山地區(qū)的NPP 值，從1985 年到2015 年不同森林類型的NPP 值均基本呈增長趨勢。從1985 年到2015 年，整個森林NPP 從1137.39 t 增加到1378.57 t 碳，一定程度上顯示了天保工程實施下的正面影響。

研究森林NPP 的變化趨勢與多種因素有關(guān)，既受到森林過渡的影響，又受人類活動的直接影響。本文主要探討了在人類活動影響下的NPP 變化，通過研究長白山地區(qū)的森林破碎化程度與NPP 的動態(tài)變化，分析具體影響機制，逐步回歸結(jié)果中的PD 指數(shù)為敏感指數(shù)。對于ENF 植被類型，NPP 與森林破碎度的相關(guān)性在保護區(qū)外部呈較強負相關(guān)關(guān)系。對于MF 植被類型，主要由人類活動引起的森林破碎化在NPP 變化中起著關(guān)鍵作用，1985—2015 年間影響逐漸減弱。研究結(jié)果強調(diào)了森林破碎化對森林固碳能力的負面影響，天然林保護工程的實施可能帶來的一系列正面影響，森林保護管理對生態(tài)系統(tǒng)功能是有效的。為定量化森林景觀斑塊邊緣的碳損失情況，計算得到保護區(qū)內(nèi)部的斑塊加權(quán)平均NPP 大約為保護區(qū)外部的4 倍，因此對于保護區(qū)與林業(yè)局的不同人類干擾下的影響，在保護區(qū)內(nèi)部碳損失量較少。在保護區(qū)外部區(qū)域，增加的邊緣距離促進了NPP 的正增長，也進一步顯示出人類干擾較多的保護區(qū)外部碳損失量較高，并且隨邊緣深度距離增加其NPP 隨之增長。森林NPP 值的變化也與土地利用的轉(zhuǎn)化有關(guān)，森林破碎化伴隨著人類活動和自然因素造成的森林類型的轉(zhuǎn)變。森林與作物的轉(zhuǎn)化改變了森林的連通性和聚集性，從而影響了森林NPP。森林資源保護與管理將是未來影響生態(tài)系統(tǒng)功能發(fā)展趨勢的重要因素，本研究為預測中國溫帶森林生態(tài)系統(tǒng)的森林破碎化影響提供一定的研究意義。