基于遙感技術的十八里長峽自然保護區(qū)保護效果監(jiān)測與評估

王 坎， 唐 瑤， 王玲玲， 吳興華， 楊 劭

(1.華中師范大學 生命科學學院， 武漢 430079； 2.湖北省環(huán)境科學研究院， 武漢 430072；3.伊美凈科技發(fā)展有限公司， 武漢 430079)

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王 坎1，2， 唐 瑤3， 王玲玲2， 吳興華2， 楊 劭1*

(1.華中師范大學 生命科學學院， 武漢 430079； 2.湖北省環(huán)境科學研究院， 武漢 430072；3.伊美凈科技發(fā)展有限公司， 武漢 430079)

基于2000年、2010年Land TM/ETM數(shù)據(jù)，建立研究區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)分類體系，分析研究區(qū)域內的生態(tài)系統(tǒng)格局變化.運用ALOS(2.5 m)的高分遙感衛(wèi)片進行人工目視解譯，分析研究區(qū)域內的人為活動干擾情況，整體評估自然保護區(qū)珍稀野生動植物的保護效果，評估結果表明：10 a 間研究區(qū)域內生態(tài)系統(tǒng)格局變化較小，對珍稀動植物及其生境的影響甚微，人類活動形式較為單一且主要分布在實驗區(qū)，2000至2010年期間，十八長峽自然保護區(qū)的管護工作是有效果的.

遙感技術； 分布格局； 人為干擾； 保護效果

自然保護區(qū)是物種及其生態(tài)系統(tǒng)的庇護所，是全球生物多樣性保護的重要組成部分.遙感技術的優(yōu)勢在于能準確掌握區(qū)域內的生態(tài)環(huán)境動態(tài)變化，運用遙感技術監(jiān)測，能為自然保護區(qū)管護工作提供可靠的科學依據(jù)[1].20世紀90年代，利用遙感變化監(jiān)測保護區(qū)土地利用變化，分析人為干擾活動對保護區(qū)生境影響的研究在國外逐漸興起，而國內起步較晚[2].本研究通過10 a間的遙感影像監(jiān)測自然保護區(qū)生態(tài)系統(tǒng)格局變化，對自然保護區(qū)內珍稀動植物的保護效果進行綜合評估，對于自然保護區(qū)管理部門掌握區(qū)域內生態(tài)環(huán)境動態(tài)，有針對性地開展自然保護區(qū)管護工作有重要意義.

1 研究區(qū)域概況

湖北十八里長峽自然保護區(qū)位于湖北省十堰市竹溪縣南部，距竹溪縣城約230 km，距十堰市中心城區(qū)約300 km.東與堵河源省級自然保護區(qū)交界，西、南與重慶市雙陽自然保護區(qū)毗鄰，北與竹溪縣桃源鄉(xiāng)相鄰[3].保護區(qū)始建于1988年，至今已有20余年的歷史，保護區(qū)南北長32 km，東西寬23 km，總面積為303.2 km2，其中核心區(qū)面積108.6 km2，緩沖區(qū)面積50.5 km2，實驗區(qū)面積144.1 km2.十八里長峽自然保護區(qū)地處秦嶺地槽區(qū)東段南緣，大巴山脈東段余脈北坡，屬中山地貌.境內氣候屬于北亞熱帶季風氣候，具備四季分明、氣候溫和、雨量充沛、光熱適度、溫暖濕潤的特點[4].

十八里長峽自然保護區(qū)內野生動植物資源相當豐富，是我國生物多樣性保護的優(yōu)先區(qū)域，擁有全國保存較為完好的北亞熱帶原始森林群落，其主要保護對象為珍稀瀕危野生動植物及森林生態(tài)系統(tǒng)，是紅豆杉、珙桐、豹等珍稀動植物的棲息地.

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)源

本次監(jiān)測采用的遙感數(shù)據(jù)包括2000年與2010年的Land TM/ETM數(shù)據(jù)，分辨率為30 m，主要用于構建生態(tài)系統(tǒng)分類體系；2010年ALOS數(shù)據(jù)，分辨率為2.5 m，主要用于保護區(qū)內人類活動的目視解譯.

2.2 技術標準

按照中國科學院、環(huán)境保護部制定的《全國生態(tài)環(huán)境十年變化(2000年～2010年)遙感調查與評估項目技術指南》中提出的評估指標體系，結合生態(tài)系統(tǒng)類型，將生態(tài)系統(tǒng)分為2級，其中一級生態(tài)系統(tǒng)有9類，二級生態(tài)系統(tǒng)有19類.

2.3 解譯精度評估

基于2013年6月16對土地覆蓋產品數(shù)據(jù)進行的分層隨機抽樣精度評估，湖北省共收集1 390個樣點，與土地覆蓋產品進行疊加.評估結果表明，湖北省土地覆蓋一級類總精度為95.30%，二級類總精度為86.74%，具體各類精度如表1、表2中所示，基本滿足分析要求.

表1 土地覆蓋一級類精度

表2 土地覆蓋二級類精度

2.4 研究方法

首先對遙感數(shù)據(jù)進行大氣校正、幾何糾正、影像融合等預處理，然后通過作業(yè)分區(qū)、尺度分割、解譯標志庫建立、決策樹建立等建立生態(tài)系統(tǒng)分類體系，用于區(qū)域空間格局的分析.以ALOS(2.5 m)遙感數(shù)據(jù)為基礎，提取自然保護區(qū)內區(qū)域內農田、農村居民點、道路等人為干擾信息.

根據(jù)自然保護區(qū)人類活動監(jiān)測結果，計算各自然保護區(qū)人類活動干擾指數(shù)，并進行分級，對自然保護區(qū)人類活動干擾程度進行評價，評價模型如下：

HAI=(a1b1x1+a2b2x2+…+aibixi)/x,

其中，HAI為自然保護區(qū)人類活動干擾指數(shù)，xi為人類活動類型的面積，x為自然保護區(qū)的總面積.ai和bi為權重，其中ai根據(jù)每一類人類活動斑塊所在的功能區(qū)來確定，bi根據(jù)不同人類活動類型對自然保護區(qū)的干擾程度來確定.根據(jù)《自然保護區(qū)條例》對各功能區(qū)人類活動的要求，核心區(qū)、緩沖區(qū)、實驗區(qū)的人類活動干擾權重依次確定為0.6、0.3、0.1.每一種人類活動類型對自然保護區(qū)的干擾權重如表3所示.根據(jù)自然保護區(qū)的人類活動干擾指數(shù)，確定自然保護區(qū)人類活動干擾程度，劃分為劇烈、明顯、較明顯、一般和輕微共5個級別，如表4中所示.

表3 不同人類活動類型對自然保護區(qū)的干擾權重表

表4 自然保護區(qū)人類活動干擾指數(shù)分級

3 結果與分析

3.1 生態(tài)系統(tǒng)景觀格局變化

十八里長峽自然保護區(qū)中，涉及的二級生態(tài)系統(tǒng)共13類，2000年與2010年的二級生態(tài)系統(tǒng)構成如表5、表6所示，常綠闊葉林和常綠闊葉灌木林是主要生態(tài)系統(tǒng)類型.

2000年～2010年間，保護區(qū)內99%的土地單元未發(fā)生土地利用方式的變化，保護區(qū)內變化幅度前3類依次為旱地、水田、建設用地，其中旱地減少0.09%，水田增加0.06%，建設用地增加0.04%，均為人類活動導致.其它變化集中在水域、草叢、落葉闊葉灌木林、稀疏草地4類，總變化量為0.06%.耕地有所減少，建設用地有所增加，這與保護區(qū)開展退耕還林建設工程有關.

十八里長峽自然保護區(qū)內土地利用變化如圖1、圖2所示，其主要土地利用變化發(fā)生在位于實驗區(qū)的向壩村、雙橋村、二坪村、交山村、大和田村，以耕地、林地轉化為建設用地、耕地退耕還林轉化為林地為主.核心區(qū)受人為活動干擾較小，其土地利用結構變化主要是森林生態(tài)系統(tǒng)中不同林分之間的轉化，是森林生態(tài)系統(tǒng)的自然演替.緩沖區(qū)內地形陡峻、海拔落差大，通達程度較差，因此人為活動程度也較低，土地利用變化也主要為森林生態(tài)系統(tǒng)中不同林分的相互轉化.對于整個保護區(qū)來說，區(qū)域內人口變化小，且由于保護措施的有力實施，使得2000～2010年土地利用結構未發(fā)生大的變化，有效地保護了區(qū)域內物種資源.

表5 2000年與2010年一、二級生態(tài)系統(tǒng)構成

表6 十八里長峽自然保護區(qū)2010年各功能分區(qū)一、二級生態(tài)系統(tǒng)構成

圖2 2000年(左)、2010年(右)十八里長峽自然保護區(qū)二級生態(tài)系統(tǒng)分布圖Fig.2 Distribution of class Ⅱ ecosystem in Shibalichangxia Nature Reserve in 2000 and 2010

2000年～2010年，十八里長峽自然保護區(qū)二級生態(tài)系統(tǒng)景觀格局特征如表3所示，斑塊總數(shù)、邊緣密度呈增加的趨勢，而平均斑塊面積減小，這說明10年間保護區(qū)內景觀破碎化程度增加，但這3個指數(shù)變化程度較小.聚集度指數(shù)有所降低，說明保護區(qū)內各生態(tài)系統(tǒng)類型的非隨機性或聚集程度有所降低，但其值仍維持在較高水平.

表7 十八里長峽自然保護區(qū)二級生態(tài)系統(tǒng)景觀格局特征

3.2 珍稀野生動植物生境變化

十八里長峽自然保護區(qū)內珍稀動植物分布情況與生態(tài)系統(tǒng)格局變化疊加分析如圖3所示，動植物編號參考《十八里長峽自然保護區(qū)綜合科學考察報告》[4].動植物集中分布區(qū)為核心區(qū)，而生態(tài)系統(tǒng)集中變化的核心區(qū)周圍幾乎無珍稀野生植物分布，而珍稀野生動物有褐魚鸮、斑羚等，但是由于這幾類保護動物的遷移能力較強，活動范圍較大，而生態(tài)系統(tǒng)變化微弱，因此對這幾類保護動物的生存威脅不大.核心區(qū)內生態(tài)系統(tǒng)變化面積小，主要是林分之間的轉換.在核心區(qū)西南部，部分落葉闊葉灌木林轉化為落葉闊葉林，這部分轉化是森林生態(tài)系統(tǒng)自然演替形成的，對保護區(qū)植物生境影響較小.緩沖區(qū)與實驗區(qū)珍稀動植物分布區(qū)基本無生態(tài)系統(tǒng)變化.對于保護區(qū)內的重點保護植物紅豆杉，其群落大部分都位于自然保護區(qū)核心區(qū)，且位于坡向為北向、坡度在45°以上的險坡地段[5].在高海拔、懸崖峭壁地段，人為干預小，紅豆杉群落保存最為完整，紅豆杉優(yōu)勢度顯著.

圖3 十八里長峽自然保護區(qū)珍稀野生動植物與生態(tài)系統(tǒng)格局變化疊加圖(2000年～2010年)Fig.3 The overlay chart of rare species and ecosystem-patterns between 2000 and 2010 in Shibalichangxia Nature Reserve

3.3 人類活動監(jiān)測

目視解譯結果表明，十八里長峽自然保護區(qū)人類活動信息有農田、農村居民點、道路3類，前兩者占保護區(qū)總面積的4.28%，道路總長77 km.其中，核心區(qū)內人類活動面積占保護區(qū)總面積的0.02%，道路長度約為6.1 km；緩沖區(qū)內人類活動面積占保護區(qū)總面積的0.58%，道路長度約為8.8 km；實驗區(qū)人類活動面積占保護區(qū)總面積的3.36%，道路長度約為62.1 km.絕大部分人類活動分布在實驗區(qū)，核心區(qū)和緩沖區(qū)人類活動面積較少且分散.

通過人工目視解譯，該自然保護區(qū)有居民點60處， 其中核心區(qū)2處，緩沖區(qū)14處，實驗區(qū)44處；有農田124處， 其中核心區(qū)6處，緩沖區(qū)18處，實驗區(qū)100處.根據(jù)HAI模型得到HAI指數(shù)為 0.000 5，十八里長峽自然保護區(qū)以農田、居民點和普通道路為主，有少量開發(fā)建設活動，按人類活動干擾指數(shù)分級應屬于一般水平.

圖4 2010年十八里長峽自然保護區(qū)人類活動分布圖Fig.4 Distribution of artificial interferences in Shibalichangxia Nature Reserve

4 結論

2000年～2010年，十八里長峽自然保護區(qū)生態(tài)系統(tǒng)格局變化較小，10 a間保護區(qū)內景觀破碎化程度略有增加，但聚集指數(shù)仍維持在一個較高水平.由于珍稀動植物主要分布于核心區(qū)，生態(tài)系統(tǒng)格局的變化僅為森林生態(tài)系統(tǒng)的自然演替.因此，保護區(qū)珍稀動植物及其生境的變化較小，從而使保護區(qū)內物種資源得到有效保護.

十八里長峽自然保護區(qū)人類活動信息主要有農田、農村居民點、道路3類，人類活動形式較單一，且主要分布在實驗區(qū).珍稀野生動植物聚集的核心區(qū)內人為活動干擾屬于一般水平.與同類型的森林類自然保護區(qū)如松山、長白山、扎龍、金佛山等相比，自然保護區(qū)內人為干擾的影響較小[6-10].這說明近年來保護區(qū)管護措施得當，使得區(qū)域內生態(tài)環(huán)境保持著較好的原生性，從而為多種珍稀瀕危物種提供了良好的棲息空間，有效地維持了生物多樣性.

[1] 孫永光， 趙冬至， 郭文永， 等. 紅樹林生態(tài)系統(tǒng)遙感監(jiān)測研究進展[J].生態(tài)學報， 2013， 33(15)：4523-4538.

[2] 朱俊鳳， 錢峻屏， 張運英， 等. 自然保護區(qū)遙感研究進展[J].安徽農業(yè)科學， 2010， 38(20)：10828-10831.

[3] 甘殷良， 關良福. 十八里長峽自然保護區(qū)國家級保護植物研究[J].中國野生植物資源， 2007， 26(1)：8-11.

[4] 湖北省野生動植物保護總站，湖北省竹溪縣林業(yè)局，中國科學院武漢植物研究所等.十八里長峽自然保護區(qū)綜合科學考察報告[R].2002.

[5] 關良福. 湖北十八里長峽自然保護區(qū)紅豆杉林的調查研究[J].中國野生植物資源， 2008， 27(3)：12-16.

[6] 張 華， 黎 聰， 張 波， 等. 北京松山國家級自然保護區(qū)景觀多樣性遙感監(jiān)測與評價[J].中國野生植物資源， 2008， 27(3)：12-16.

[7] 韓文權， 常 禹. 景觀動態(tài)的Markov模型研究——以長白山自然保護區(qū)為例[J].生態(tài)學報， 2004， 25(9)：1958-1965.

[8] 李興春， 林年豐， 湯 潔， 等. 扎龍國家級自然保護區(qū)土地利用調查與分析[J].東北師大學報(自然科學版)， 2006， 38(2)：132-136.

[9] 文海軍， 鄧洪平， 黃 琴， 等. 10年來金佛山自然保護區(qū)景觀格局變化研究[J].西南師范大學學報(自然科學版)， 2015， 40(7)：170-136.

[10] 楊凱悅， 周汝良， 王一凱， 等. 云南小黑山自然保護區(qū)生態(tài)環(huán)境時空動態(tài)分析[J].林業(yè)資源管理，2015(3)：78-84.

The monitoring and evaluation of protective effectiveness in Shibalichangxia Nature Reserve of Hubei based on Remote Sensing technology

WANG Kan1，2， TANG Yao3， WANG Lingling2， WU Xinghua2, YANG Shao1

(1.School of Life Sciences， Central China Normal University， Wuhan 430079；2.Hubei Academy of Environmental Science， Wuhan 430072；3.Imagination the Development of Science and Technology CO.， Ltd， Wuhan 430079)

On the basis of Landsat TM/ETM images， the classification system of ecosystem in study area was established， in order to analyze the variation of landscape pattern. With artificial visual interpretation， study on the the artificial interference in Shibalichangxia Nature Reserve and evaluation on the protective effectiveness of rare species were accomplished. The results showed that the variation of landscape pattern and influence on rare species were not significant. Artificial interference was relatively single and distributed mainly in experimental zone at a low level. These suggested that the management and protection of Shibalichangxia Nature Reserve were productive between 2000 and 2010．

Remote Sensing technology； distribution pattern； artificial interference； protective effectiveness

2015-05-18.

國家自然科學青年基金項目 (41301097).

1000-1190(2015)06-0929-07

X36， X87

A

*通訊聯(lián)系人. E-mail: yang-shao@tom.com.