基于遙感及景觀破碎化分析的縣域森林保護(hù)

馬慶申 吳國平 徐 峰 趙明亮 王 建

(南京大學(xué)，南京，210093) (臨沂市國土資源局)

森林景觀結(jié)構(gòu)破碎化的研究是人類活動對森林生態(tài)系統(tǒng)景觀結(jié)構(gòu)和功能影響研究的一個重要內(nèi)容［1］。景觀破碎化使景觀組分嵌塊數(shù)量增加而面積縮小，嵌塊形狀趨于不規(guī)則，內(nèi)部生境面積縮小，廊道被截斷以及嵌塊彼此隔離［2］。森林景觀破碎化是生物多樣性喪失的主要原因之一，并被認(rèn)為是陸地生態(tài)系統(tǒng)的主要威脅之一［3－4］。遙感更容易獲取人類不易到達(dá)地區(qū)的數(shù)據(jù)且可以節(jié)省大量野外調(diào)查資源［5］。隨著遙感獲取及分類處理技術(shù)的發(fā)展，遙感成為景觀破碎化定量分析和確定優(yōu)先保護(hù)區(qū)域的有效工具［6－7］。研究區(qū)為沂蒙山費縣部分，由于長期的人為活動，平地和低矮的丘陵大都為農(nóng)作物、多種果樹和藥用植物，森林植被集中于高海拔地段。森林植被主要為建國后人工培育林，且森林邊緣地帶多巖石裸露，易發(fā)生水土流失，故森林保護(hù)成為防止土壤侵蝕的關(guān)鍵［8］。近年來，隨著蒙山旅游開發(fā)，景點的建設(shè)等人類活動干擾對森林保護(hù)構(gòu)成了新挑戰(zhàn)。以往的研究主要集中于基于野外調(diào)查的植被種類及分布［9］、物種多樣性［10］和土壤侵蝕［8，11］等方面。本研究從森林整體角度出發(fā)，結(jié)合遙感與GIS技術(shù)，采用面向?qū)ο蠓诸惙ㄌ崛∩志坝^作為分析數(shù)據(jù)。選取景觀特征指標(biāo)對研究期內(nèi)森林景觀變化及破碎化特征進(jìn)行定量分析，以期對研究區(qū)森林生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)，并進(jìn)一步確定了研究區(qū)內(nèi)森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)域。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)地處蒙山南麓(35°20'～35°33'N，117°53'～118°15'E)，溫河上游，總面積 340.44 km2，屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，四季分明，年均降水量860 mm，年均氣溫13.4℃。地貌屬低山丘陵區(qū)，海拔75～1 026 m。土壤類型主要為褐土，少部分為棕壤，地表破碎，土層淺薄，質(zhì)地粗劣，抗沖力較弱，易發(fā)生水土流失。暖溫帶落葉闊葉林為研究區(qū)地帶性植被。主要植被類型有常綠、落葉闊葉林，常綠、落葉針葉林，針、闊混交林及灌叢林。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理

主要數(shù)據(jù)為Landsat 4、5 TM和Landsat7 ETM+影像數(shù)據(jù)(http://glovis.usgs.gov)。數(shù)據(jù)獲取時間為1989、1990、2001、2009 和2010 年，行列號為121/35。所有數(shù)據(jù)云量均為少云或無云。DEM為ASTER GDEM V2 版本(http://datamirror.csdb.cn)。選擇影像的1～5和7波段，利用ENVI 4.7進(jìn)行波段打包，形成多波段數(shù)據(jù)。對各期影像進(jìn)行地形校正和大氣校正，以減小地形和大氣的影響。以1∶5 000第2次調(diào)查土地利用現(xiàn)狀圖為基準(zhǔn)圖，選取研究期不變的特征地物作為控制點對各期影像統(tǒng)一投影并進(jìn)行幾何校正。裁剪研究區(qū)域影像進(jìn)行NDVI提取和LBV變換得到各期影像的 NDVI、L、B、V影像層。利用DEM數(shù)據(jù)提取坡度、坡向數(shù)據(jù)輔助影像分類。因道路具有景觀分割功能，故從土地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù)中提取公路及農(nóng)村道路作為道路矢量層。

2.2 影像分類及精度評價

分類在Ecognition 8.0下進(jìn)行，采用面向?qū)ο蠓诸惖姆椒?。與傳統(tǒng)基于像素的分類方法相比，面向?qū)ο蠓诸惙ㄍㄟ^對影像的分割，集合臨近同質(zhì)象元作為對象，綜合考慮了遙感數(shù)據(jù)的光譜信息、幾何和紋理等空間信息，有利于進(jìn)一步提高分類精度［12］。首先對影像分割，分割尺度的選擇直接影響分類的精度。影像分割的異質(zhì)性指標(biāo)由對象的顏色、形狀、光滑度和緊湊度來衡量［13－14］。文中采用多尺度分割方式對影像分割，分割中加入土地利用現(xiàn)狀圖作為專題層參與分割，經(jīng)多次試驗，訓(xùn)練樣本和實施分類的分割參數(shù)分別選取 5.0、0.1、0.5 和 2.0、0.1、0.5，得到樣本訓(xùn)練對象層和分類對象層。其次，在訓(xùn)練樣本對象層中選取樣本，統(tǒng)計出樣本對象的1～5、7、NDVI、L、B、V 各層均值，在 SEE5－DEMO 下進(jìn)行訓(xùn)練，得出分類決策樹。最后采用決策樹所得閾值結(jié)合目視解譯對分類對象層中對象進(jìn)行分類及合并，得到研究區(qū)森林—非森林圖。根據(jù)研究區(qū)的氣候特點，選取同一年或相臨年份不同季節(jié)影像對常綠林、落葉林分別提取，1990年和2009年2期常綠林分別以1989年和2010年冬季影像提取。分類時加入DEM及坡度數(shù)據(jù)，將高海拔區(qū)(＞150 m)和低海拔區(qū)進(jìn)行分別分類可以更有效地將耕地和林地區(qū)分開。分類后處理主要為刪除小于0.54 hm2(6個象元)的林地塊［15］。分類流程見圖1。

圖1 遙感影像分類流程

采用混淆矩陣和k系數(shù)進(jìn)行精度驗證。參考2009年土地利用現(xiàn)狀圖及spot正射影像，隨機選取樣本134個，進(jìn)行精度驗證。影像分類總體精度均大于85%(表1)。時間越早精度越小，1990年最小，2009年具有最大值，這與訓(xùn)練樣本參考2009年土地利用現(xiàn)狀圖和高分辨率影像選取有關(guān)。

表1 遙感影像解譯誤差矩陣及k系數(shù)

2.3 森林變化及破碎化

景觀指數(shù)高度濃縮了景觀格局信息，反映景觀的結(jié)構(gòu)組成和空間配置特征，使用景觀指標(biāo)定量分析景觀格局的特征與變化是景觀生態(tài)學(xué)研究的核心之一［16］。選取景觀特征指標(biāo)，運用 fragstats 3.3進(jìn)行計算。景觀指標(biāo)的計算及含義如表2。森林變化分析主要從3個方面定量描述:森林總面積(TA)、森林覆蓋占總體景觀比例(PLAND)及森林覆蓋年變化率(P)。森林覆蓋年變化采用連續(xù)復(fù)變化率計算，它可以體現(xiàn)出生物學(xué)意義［17］，公式為:

式中:P為t2－t1時間時期的森林覆蓋年變化率，A1、A2分別為t1和t2時間的森林景觀覆蓋面積。

森林景觀破碎化分析采用多指標(biāo)法，可以有效避免單一指標(biāo)對大范圍的景觀破碎化過程表現(xiàn)出的明顯的不敏感性和局限性［18］。主要選取以下景觀特征指標(biāo)對森林景觀破碎化進(jìn)行描述:①面積/密度:斑塊面積(PA)、平均斑塊面積(AREA_MN)、斑塊數(shù)目(NP)、斑塊密度(PD)、最大斑塊指數(shù)(LPI)。②形狀:基于周長—面積分形維數(shù)(PAFRAC)。③聚散性質(zhì):聚合度(AI)。詳見表2。

森林核心區(qū)采用3個不同的邊緣深度(60、100、300 m)進(jìn)行定義，距離根據(jù)不同的邊界效應(yīng)進(jìn)行確定，可以很好地表示斑塊的內(nèi)部區(qū)域［19］?？紤]到研究區(qū)的縣域特點，假設(shè)森林斑塊的縣界邊緣位于任意邊緣深度的核心區(qū)中。核心區(qū)量化采用森林核心區(qū)總面積(CTA)、核心區(qū)占森林景觀總面積的比例(CPLAND)、獨立核心區(qū)數(shù)目(NDCA)表示。

表2 主要景觀特征指標(biāo)描述

2.4 森林保護(hù)區(qū)域劃定

劃定森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)域主要原則［6］:①研究期間保持不變或變化較小;②內(nèi)部可達(dá)性小。森林核心區(qū)為森林內(nèi)部生境相對穩(wěn)定的區(qū)域，是保護(hù)生物多樣性重要區(qū)域。將不同時期核心區(qū)進(jìn)行疊加，可獲得各邊緣深度核心區(qū)變化圖。故選取研究期間未變化的300 m核心區(qū)作為森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)域。為便于森林保護(hù)的管理實施，通過2010年土地利用變更數(shù)據(jù)對保護(hù)區(qū)域邊界進(jìn)行修正。

3 結(jié)果與分析

3.1 森林覆蓋變化

由表3可知，1990至2009年期間，研究區(qū)森林覆蓋成增加趨勢。由1990年的12 710.61 hm2變?yōu)?009年的12 933.00 hm2，森林面積增加了 222.39 hm2，平均年變化率為0.09%。但是分階段來看，前期森林覆蓋面積呈減少趨勢，后期森林覆蓋出現(xiàn)快速增加。前期(1990至2001年)階段，研究區(qū)森林面積以每年0.32%的速度減少，至2001年森林覆蓋面積為 12 266.37 hm2，11 a間減少了 444.24 hm2;后期(2001—2009)階段森林面積以每年0.66%的速度快速增加，8 a間增加了666.63 hm2。

表3 1990至2009年森林景觀變化

3.2 森林破碎化分析

從斑塊面積及數(shù)量上看，整個研究期間斑塊數(shù)量及斑塊密度的變化與森林總體面積的變化趨勢一致。斑塊數(shù)量從1990年的476塊減少到2001年的424塊，至2009年間又增加到了579塊(表4)。與斑塊數(shù)量相關(guān)的斑塊密度在1990、2001、2009年分別為1.40、1.25 和1.71。研究期間斑塊數(shù)量增加，但是增加的斑塊大小基本在100 hm2以下且主要集中在1～10 hm2區(qū)間，同時大于1 000 hm2的斑塊數(shù)量減少了1塊(圖2A)。至2009年研究區(qū)森林增加222.39 hm2，1 ～10 hm2區(qū)間面積增加了 228.33 hm2，但大于1 000 hm2的斑塊面積卻減少了2 570.85 hm2(圖2B)。平均斑塊面積變化與森林總體面積變化規(guī)律相反，1990年至2001年增加了2.23 hm2，但整個研究期間，由1990年的26.70 hm2減少到2009年的22.34 hm2。由分析可知，研究區(qū)森林覆蓋程破碎化趨勢，主要表現(xiàn)為整體面積增加，平均斑塊面積減小和小面積斑塊增加，大斑塊森林破碎的特征。

1990年，89.82%的森林集中于面積大于1 000 hm2的斑塊，其中最大斑塊面積為5 190.66 hm2;2001年，大于1 000 hm2的森林斑塊和最大斑塊面積降低到82.33%和4 091.94 hm2;至2009年，最大斑塊面積基本維持不變，但大于1 000 hm2的斑塊占總體森林比例卻只有68.40%。最大斑塊指數(shù)表征了最大森林斑塊在森林景觀所占的比例，1990至2009年間減少0.2。研究區(qū)內(nèi)最大斑塊指數(shù)減小的原因是最大斑塊面積減少，而導(dǎo)致最大斑塊面積減少的直接原因為道路的修建切割了原有斑塊。

圖2 1990、2001、2009年研究區(qū)森林及其核心區(qū)分布圖

周長—面積分形維數(shù)表征了景觀斑塊形狀的復(fù)雜程度，從而為分析隱含在形狀特征之下的景觀斑塊的生態(tài)學(xué)意義提供定量化標(biāo)準(zhǔn)［20］。其取值區(qū)間為［1，2］，1代表形狀簡單，2代表形狀復(fù)雜。聚合度的值為1到100，它隨著焦點類型的聚集而增大，當(dāng)叢生至一個斑塊時達(dá)到最大值100。周長—面積分形維數(shù)和聚合度1990、2001、2009年分別為1.43、1.45、1.45 和93.58、93.39、92.36，2009 年分形維數(shù)和聚合度達(dá)到了最大值、最小值。3時期分形維數(shù)都接近1.5，表明研究區(qū)森林破碎化比較嚴(yán)重。縱觀研究期間分形維數(shù)及聚合度分別呈增大和減小趨勢，也說明了研究區(qū)森林向著破碎化發(fā)展。

雖然研究期間森林呈現(xiàn)破碎化發(fā)展，但從2001—2009階段來看，斑塊面積、斑塊數(shù)量、最大斑塊指數(shù)有所增加，同時分形維數(shù)的維持基本不變，說明了研究區(qū)內(nèi)破碎化程度有所減緩。

表4 景觀特征指標(biāo)統(tǒng)計

3.3 森林核心區(qū)變化

1990至2009年，所有邊緣深度的核心區(qū)在總面積及其占景觀比例都不同程度地減少(表5)。從核心區(qū)總面積上看，研究期間3種核心區(qū)面積分別減少了 519.18、586.52、472.07 hm2。面積主要在1990至2001年期間減少，2001至2009年間3邊緣深度核心區(qū)面積變化均小于40 hm2。從占森林總體景觀比例上看，研究期間核心區(qū)以前期2%左右和后期3%左右的速度變小，但300 m核心區(qū)2001—2009年減小趨勢變緩。60 m和100 m核心區(qū)數(shù)目的變化一致，1990年至2001年大幅減少，2001年至2009年開始恢復(fù)。300 m核心區(qū)數(shù)據(jù)在2001年達(dá)到最大值(50)，1990和2009年基本相等，分別為39和40。

表5 森林核心區(qū)景觀特征指標(biāo)

3.4 森林保護(hù)區(qū)域的劃定結(jié)果分析

由表6可知，研究期間≥100～1 000 hm2和≥1 000 hm2的森林斑塊區(qū)間斑塊數(shù)量分別為0、3、5和4、4、3;≥100 ～1 000 hm2森林斑塊面積增加，≥1 000 hm2的森林斑塊面積減少。由研究區(qū)實際情況可知，≥100～1 000 hm2斑塊個數(shù)和面積的增加主要原因為2條公路穿過研究區(qū)內(nèi)最大森林斑塊內(nèi)部。最大斑塊雖然被道路分割，但仍為研究區(qū)的最大森林景觀斑塊。不同時期的300 m核心區(qū)進(jìn)行疊加得到研究期間300 m核心區(qū)變化圖。整個研究期間未變化且大于100 hm2的300 m核心區(qū)共4塊，其中一塊位于最大森林景觀斑塊中，其余3塊也都在≥1 000 hm2斑塊區(qū)間內(nèi)，故將上述4塊區(qū)域作為森林優(yōu)先保護(hù)的區(qū)域。將2010年土地利用變更調(diào)查數(shù)據(jù)與確定的森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)進(jìn)行疊加，可知森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)基本為有林地，且大部分區(qū)域均處于國家森林和地質(zhì)公園的國有林場之內(nèi)，說明其對研究區(qū)內(nèi)穩(wěn)定的森林內(nèi)部環(huán)境具有很好的代表性。

表6 不同斑塊大小區(qū)間的斑塊數(shù)量及面積變化

4 結(jié)論與討論

研究區(qū)1990至2009年間森林覆蓋面積變化呈如下趨勢:1990—2001年減少，2001—2009年又大幅增加。前期森林減少，主要由于人口增加，建設(shè)用地擴(kuò)張，梯田的開墾及森林邊緣道路修建。人類活動對區(qū)域的環(huán)境影響，使得主體森林后退。2001年后森林面積增加，與蒙山國家森林和地質(zhì)公園的劃定有關(guān)。森林公園的劃定使得研究區(qū)森林侵占減少，防護(hù)林、經(jīng)濟(jì)林、喬木園地的大面積種植，促使了森林覆蓋的快速增加。增加的林地以防護(hù)林、經(jīng)濟(jì)林為主，主要分布于河流、道路、主體森林的邊緣等區(qū)域。

森林邊緣居民點、農(nóng)田鑲嵌其中，人類活動強烈。例如研究區(qū)內(nèi)60 m核心區(qū)，其邊界處于人類和森林邊緣，面積變化劇烈，斑塊破碎化比較嚴(yán)重。森林內(nèi)部道路的貫穿對森林面積的影響不大，但直接增加了斑塊的周長，使森林斑塊形狀復(fù)雜化和減小了景觀斑塊的連接度。研究區(qū)道路對核心區(qū)域的影響更為顯著，直接導(dǎo)致了大面積核心區(qū)斑塊(大于1 000 hm2)面積的大幅減少。由此可見，減少森林內(nèi)部的可達(dá)性對降低森林破碎化有積極作用。

森林覆蓋面積增加和破碎化加重，說明了森林保護(hù)不應(yīng)只注重數(shù)量的增加，而應(yīng)從整個生態(tài)系統(tǒng)著眼。改善整體自然系統(tǒng)可以首先確定優(yōu)先區(qū)域進(jìn)行優(yōu)先保護(hù)。研究期間未變化的300 m核心區(qū)作為優(yōu)先保護(hù)區(qū)域，其內(nèi)部環(huán)境相對穩(wěn)定，有利于物種多樣性保護(hù)。此外，4塊優(yōu)先保護(hù)區(qū)大部分區(qū)域均處于國家森林和地質(zhì)公園的國有林場之內(nèi)，說明國家森林和地質(zhì)公園對森林的保護(hù)有著一定積極意義。

本研究通過遙感方法提取并分析森林景觀破碎化，指出研究區(qū)在過去19年間森林破碎化逐漸變嚴(yán)重。通過森林變化及森林破碎化的變化分析，確定了研究期間相對穩(wěn)定的區(qū)域作為森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)域。該方法在野外物種分布調(diào)查數(shù)據(jù)缺失情況下，可以有效確定縣域內(nèi)森林優(yōu)先保護(hù)區(qū)域，為縣域內(nèi)森林保護(hù)、管理、土地利用規(guī)劃等工作提供參考。優(yōu)先保護(hù)區(qū)域劃定未考慮研究區(qū)森林內(nèi)部生態(tài)環(huán)境因子(如物種分布，土壤侵蝕等)，可做進(jìn)一步研究。

［1］ 白降麗，陳道黎，庾曉紅，等.森林景觀生態(tài)研究現(xiàn)狀與展望［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2005，24(8):943－947.

［2］ 李哈濱，伍業(yè)剛.景觀生態(tài)學(xué)的數(shù)量研究方法［C］//劉建國.當(dāng)代生態(tài)學(xué)博論.北京:中國科學(xué)技術(shù)出版社，1992:209－223.

［3］ Armsworth pr，Kendall B E，Davis F W.An introduction to biodiversity concepts for environmental economists［J］.Resource and Energy Economics，2004，26(2):115－136.

［4］ Pichancourt J B，Burel F，Auger P.Assessing the effect of habitat fragmentation on population dynamics:an implicit modelling approach［J］.Ecological Modelling，2006，192:543－556.

［5］ Haack B.Monitoring wetland changes with remote sensing:an East African example［J］.Environmental Management，1996，20(5):411－419.

［6］ Newman M E，McLaren K P，Wilson B S.Use of object-oriented classification and fragmentation analysis(1985－2008)to identify important areas for conservation in Cockpi Country，Jamaica［J］.Environ Monit Assess，2011，172:391－397.

［7］ Innes J，Koch B.Forest biodiversity and its assessment by remote sensing［J］.Global Ecology and Biogeography Letters，1998，7(6):397－419.

［8］ 孫希華，張代民，姚孝文，等.沂蒙山區(qū)不同植被景觀類型與土壤侵蝕研究［J］.水土保持研究，2008，15(6):6－9.

［9］ 高遠(yuǎn)，陳玉峰，董恒，等.50年來山東塔山植被與物種多樣性的變化［J］.生態(tài)學(xué)報，2011，31(20):5985－5990.

［10］ 高遠(yuǎn)，慈海鑫，邱振魯，等.山東蒙山植物多樣性及其海拔梯度格局［J］.生態(tài)學(xué)報，2009，29(12):6377－6384.

［11］ 王友勝，劉霞，姚孝友，等.費縣土地利用和土壤侵蝕時空變化分析［J］.水土保持研究，2011，18(5):18－22.

［12］ 陳云浩，馮通，史培軍，等.基于面向?qū)ο蠛鸵?guī)則的遙感影像分類研究［J］.武漢大學(xué)學(xué)報:信息科學(xué)版，2006，31(4):316－320.

［13］ 彭海濤，柯長青.基于多層分割的面向?qū)ο筮b感影像分類方法研究［J］.遙感技術(shù)與應(yīng)用，2010，25(1):149－154.

［14］ 郭亞鴿，于信芳，江東，等.面向?qū)ο蟮纳种脖粓D像識別分類方法［J］.地球信息科學(xué)學(xué)報，2012，14(4):514－522.

［15］ Lu D，Mausel P，Brondízios E，et al.Change detection techniques［J］.International Journal of Remote Sensing，2004，25(12):2365－2407.

［16］ 肖篤寧.景觀生態(tài)學(xué)理論、方法及應(yīng)用［M］.北京:中國林業(yè)出版社，1991:186－195.

［17］ Puyravaud J P.Standardizing the calculation of the annual rate of deforestation［J］.Forest Ecology and Management，2003，177:593－596.

［18］ 仇江嘯，王效科，逯非，等.城市景觀破碎化格局與城市化及社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平的關(guān)系:以北京城區(qū)為例［J］.生態(tài)學(xué)報，2012，32(9):2659－2669.

［19］ Echeverria C，Coomes D，Salas J，et al.Rapid deforestation and fragmentation of Chilean temperate forests［J］.Biological Conservation，2006，130(4):481－494.

［20］ 張國坤，盧京花，宋開山，等.吉林省鎮(zhèn)賚縣近10年景觀格局變化［J］.生態(tài)學(xué)報，2012，32(12):3958－3965.