黃土丘陵溝壑區(qū)道路建設(shè)和居民地?cái)U(kuò)張對生境破碎的影響

黃杉杉, 馬超

黃土丘陵溝壑區(qū)道路建設(shè)和居民地?cái)U(kuò)張對生境破碎的影響

黃杉杉1, 馬超2,3,*

1. 鄭州工商學(xué)院,國土資源與環(huán)境教研室, 鄭州 451400 2. 河南理工大學(xué), 自然資源部礦山時空信息與生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 焦作 454003 3. 河南理工大學(xué), 黃河流域耕地保護(hù)與城鄉(xiāng)高質(zhì)量發(fā)展研究中心, 焦作 454003

探究黃土丘陵溝壑區(qū)自然與人為因素導(dǎo)致的陸表景觀破碎與植被損失, 可為貧困山區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)展與環(huán)境保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)?；?018年Google Earth和Landsat OLI光學(xué)遙感影像, 采用緩沖區(qū)分析、疊加分析、景觀指數(shù)分析等地理空間分析方法, 定量描述了道路和居民地建設(shè)導(dǎo)致的紫金山地區(qū)景觀破碎化和植被指數(shù)損失。結(jié)果表明: (1)研究區(qū)溝谷底部坡度低于8°, 與兩側(cè)坡度相差較大, 景觀被溝谷切割, 直接侵蝕面積占區(qū)域總面積的6.19%; (2)2018年紫金山地區(qū)道路密度達(dá)0.70 km·km-2, 交通便利的同時, 刺激了周邊居民地的擴(kuò)張, 導(dǎo)致4.01%的區(qū)域被道路和居民地直接壓占; (3)區(qū)內(nèi)64.87%的面積間接受到人類活動的影響, 道路和居民地將景觀切割為249個斑塊, 景觀破碎化程度極高, 僅有10.44%的斑塊適合作為中小型野生動物棲息地; (4)2018年紫金山地區(qū)18.09%植被NDVI受溝谷侵蝕和人類活動的共同影響, 植被覆蓋空間差異性顯著。紫金山地區(qū)地表景觀主要受人類活動的嚴(yán)重干擾, 導(dǎo)致野生動物棲息地和植被NDVI受到一定影響。

紫金山地區(qū); 道路網(wǎng)絡(luò); 道路緩沖區(qū); 居民地緩沖區(qū); 景觀破碎化; 植被損失

0 前言

道路是景觀生態(tài)學(xué)中干擾廊道的代表類型, 道路網(wǎng)絡(luò)貫穿于各類景觀中, 隨著全球城市化進(jìn)程的快速推進(jìn), 道路生態(tài)學(xué)正快速成長為景觀生態(tài)學(xué)研究的一個重要分支[1]。道路增加了物質(zhì)流、能量流、信息流和價(jià)值流快速流動的同時, 也增強(qiáng)了人類對景觀干擾的廣度和深度[2]。人工道路與自然景觀往往以不太和諧的方式交錯在一起, 干擾并改變著自然過程和原始景觀生態(tài)格局[3-4]。道路對景觀生態(tài)的影響主要表現(xiàn)在: (1)道路建設(shè)直接壓占土地, 導(dǎo)致植被生產(chǎn)力缺失和下降[5]; (2)道路網(wǎng)絡(luò)對原始景觀格局會產(chǎn)生很大的影響, 加劇了景觀結(jié)構(gòu)的破碎化程度[6]; (3)各種類型的道路建設(shè)會直接或間接影響野生動物的生存空間和環(huán)境, 導(dǎo)致棲息地面積減少或喪失, 道路交通甚至?xí)斐蓜游锼劳鯷7-8]。采用遙感技術(shù)可以動態(tài)恢復(fù)景觀變化歷史, 對于長時序景觀生態(tài)學(xué)的格局、過程和變化研究具有優(yōu)勢[9-10]。穆彬等主要依靠遙感監(jiān)測技術(shù)提出了道路生態(tài)影響評價(jià)體系和方法, 為一般道路生態(tài)研究提供借鑒和參考[11]。部分學(xué)者通過緩沖區(qū)分析法探究道路對景觀生態(tài)的影響[12-13]; 葉麗敏等通過研究道路建設(shè)對不同緩沖區(qū)景觀的影響規(guī)律, 得出500 m道路緩沖區(qū)對景觀格局的影響較大, 在200 m緩沖區(qū)范圍內(nèi)不同道路類型差異較大[14]; 畢愷藝等分別在景觀類型和層次上統(tǒng)計(jì)道路貢獻(xiàn)和緩沖區(qū)對景觀格局的影響, 結(jié)果表明道路加劇了景觀的破碎化程度, 緩沖區(qū)的大小制約景觀格局的變化速率[15]; 黃夢娜等參考國際標(biāo)準(zhǔn)對道路建立緩沖區(qū), 計(jì)算得出全國10%的陸地面積和58%的保護(hù)區(qū)受到道路的影響[16]。

然而, 當(dāng)前研究仍存在一些問題: (1)國內(nèi)大多數(shù)學(xué)者集中在土地利用景觀格局變化的定量描述上, 缺少道路網(wǎng)絡(luò)對動植物生存空間的數(shù)量、質(zhì)量的干擾研究; (2)部分研究對于道路導(dǎo)致的陸表景觀破碎化分析尚不完善, 需要綜合考慮人類活動和地區(qū)自然地理因素對景觀生態(tài)的影響; (3)多數(shù)研究范圍集中于行政區(qū)的道路網(wǎng)絡(luò), 缺少對黃土丘陵溝壑區(qū)自然切割疊加人工道路切割對景觀影響的研究。本文以黃土高原腹地典型貧困縣山西臨縣為例, 選取紫金山地區(qū)島嶼型地理單元, 基于道路等級、道路所處的環(huán)境特征等因素構(gòu)建道路干擾緩沖區(qū), 定量評價(jià)了紫金山流域道路干擾造成的景觀破碎化, 以及間接造成的野生動物棲息地和植被損失。期望通過研究貧困山區(qū)道路網(wǎng)絡(luò)建設(shè)對紫金山地區(qū)造成的影響, 認(rèn)識當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展對黃土丘陵溝壑區(qū)景觀生態(tài)造成的影響, 洞悉經(jīng)濟(jì)發(fā)展對生態(tài)環(huán)境的破壞程度, 為貧困山區(qū)生態(tài)環(huán)境保護(hù)提供一定的信息支持。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)

研究區(qū)位于山西省臨縣北部, 與興縣南部接壤, 是由黃河—湫水河—呂梁山脈圍限而形成的天然內(nèi)陸島嶼型封閉生境, 面積為2431 km2, 周長234.2 km。研究區(qū)地處黃土高原腹地, 地理上處于溫帶半干旱氣候與溫帶半濕潤氣候的過渡帶, 地貌類型屬于典型的黃土丘陵溝壑, 地貌侵蝕嚴(yán)重, 地形破碎, 溝壑縱橫。區(qū)內(nèi)最高點(diǎn)為紫金山及大肚山主峰, 其海拔高度分別為1820 m和1822 m。最低點(diǎn)為西南角的黃河河床部位, 海拔大約700 m, 地勢東高西低, 高差超過1100 m(圖1)。

經(jīng)過多年發(fā)展, 該區(qū)形成了由鐵路、高速公路、干線公路、縣級路、鄉(xiāng)村道路組成的道路網(wǎng)絡(luò), 其中, 南北向臨—興縣級公路從紫金山東側(cè)穿過, 與太(原)—佳(縣)高速公路相接, 交通便利。然而, 作為生態(tài)干擾作用強(qiáng)烈的人類活動之一, 高等級通道建設(shè)必然給流域生態(tài)系統(tǒng)和環(huán)境帶來諸多影響。研究道路干擾的強(qiáng)度、程度及其對流域景觀格局的影響對于區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護(hù)意義重大。

圖1 研究區(qū)地理位置圖

Figure 1 Geographical location map of the study area

1.2 研究數(shù)據(jù)

研究數(shù)據(jù)包括: 來源于美國地質(zhì)調(diào)查局(USGS)的Landsat-8 OLI的衛(wèi)星遙感影像 (http://www.usgs. gov), 成像時間為2018年9月4日, 空間分辨率為30 m, 通過彩色合成、輻射定標(biāo)、大氣校正、波段運(yùn)算, 裁剪等一系列數(shù)據(jù)預(yù)處理, 用于分析道路及人類活動影響區(qū)對紫金山地區(qū)造成的生態(tài)損失; 基于Google Earth的高分辨率衛(wèi)星影像, 成像時間2018/11/1的0.41 m, 空間分辨率為0.41 m, 用于對2018年紫金山地區(qū)道路和居民地進(jìn)行遙感解譯。

數(shù)字高程模型數(shù)據(jù): 90 m水平分辨率的航天飛機(jī)雷達(dá)地形測繪使命數(shù)字高程模型(SRTM3 DEM, v4.0: ftp://e0mss21u.ecs.nasa.gov/srtm/), 借助GIS流域分析模型, 獲得紫金山流域匯水線和集水范圍, 便于準(zhǔn)確界定研究區(qū)范圍; 1:400萬行政區(qū)劃矢量圖、行政矢量邊界來源于中國基礎(chǔ)地理信息中心(http://ngcc.sbsm.gov.cn/ngcc/), 用于繪制研究區(qū)地理位置圖。

1.3 研究方法

(1)野生動物敏感距離

道路對景觀的空間影響遠(yuǎn)大于道路本身壓占面積, 參照道路生態(tài)學(xué)中野生動物對不同等級道路的敏感范圍和相關(guān)文獻(xiàn), 研究通過建立緩沖區(qū), 定量表達(dá)不同等級道路對野生動物的影響范圍。最終根據(jù)道路等級、鋪設(shè)類型和道路特點(diǎn), 建立緩沖區(qū)(表1)。

(2)景觀指數(shù)選取

為了反映景觀中被道路和居民地分割無路斑塊的結(jié)構(gòu)特征和人類的干擾程度, 研究在斑塊級別(Patch-level)和景觀級別(Landscape-level)上, 選取7個景觀指數(shù)來體現(xiàn)道路網(wǎng)絡(luò)和居民地緩沖區(qū)導(dǎo)致的紫金山地區(qū)景觀破碎化情況(表2), 其中所涉及到的景觀指數(shù)均由Fragstats 4.2?計(jì)算得到。

2 結(jié)果與分析

2.1 溝谷分割導(dǎo)致的景觀破碎

研究利用數(shù)字高程模型數(shù)據(jù)(DEM)提取匯水線和坡度(slope), 根據(jù)研究區(qū)坡度范圍0°—57.92°, 將坡度分為5個等級: 0°—8°、8°—14°、14°—20°、20°—26°和26°—58°。研究區(qū)平均坡度為14.93°, 地面坡度多在20°以下, 地面侵蝕方式以細(xì)溝侵蝕為主, 參考相關(guān)文獻(xiàn)[24], 設(shè)置溝谷緩沖區(qū)為0.1 km, 獲得由溝谷切割導(dǎo)致的自然景觀破碎。

研究區(qū)溝谷總長度為756.2 km, 密度為0.31 km·km-2,其中, 溝谷坡度低于8°, 紫金山周圍及研究區(qū)北部地區(qū)溝谷兩側(cè)坡度大于20°, 兩側(cè)坡度起伏大, 導(dǎo)致整個景觀被溝谷分割。據(jù)統(tǒng)計(jì), 溝谷侵蝕影響面積為150.4 km2, 占區(qū)域總面積的6.19%。

表1 野生動物敏感距離設(shè)定值及依據(jù)

表2 景觀指數(shù)的選取

2.2 道路和居民地壓占景觀

利用成像于2018/11/1的0.41 m高分辨率遙感影像(Google Earth), 輔以2018/9/04成像的Landsat 8衛(wèi)星遙感影像, 對紫金山地區(qū)道路進(jìn)行遙感解譯并對將道路區(qū)分為鐵路、高速公路、干線公路、縣級公路和鄉(xiāng)村公路5級。這些道路縱橫交錯, 導(dǎo)致紫金山地區(qū)地表景觀破碎化嚴(yán)重(圖2(a))。道路建設(shè)又帶來周邊居民地的擴(kuò)張, 研究根據(jù)2018年紫金山地區(qū)的居民地的遙感解譯, 分析道路和居民地等基礎(chǔ)設(shè)施用地壓占景觀面積(圖2(b))。

通過影像調(diào)查和地學(xué)統(tǒng)計(jì), 研究區(qū)內(nèi)現(xiàn)有鐵路1條(影像量測路基寬度8 m), 境內(nèi)長度70.2 km; 高速公路4條(影像量測路面寬度24 m), 境內(nèi)總長105.5 km; 干線公路11段(影像量測路面寬度12 m), 境內(nèi)長度341.8 km; 縣級公路36段(影像量測路面寬度7—8 m), 境內(nèi)長度650 km; 鄉(xiāng)村道路49段(影像量測路面寬度3—4 m), 境內(nèi)長度483.9 km。研究區(qū)內(nèi)共有101條道路, 總長度達(dá)1651.4 km。

圖2 道路和居民地壓占景觀

Figure 2 The landscape occupation by roads and residential areas

道路網(wǎng)密度是評價(jià)區(qū)域交通和發(fā)展水平的重要指標(biāo)。在一定區(qū)域內(nèi), 一般用道路網(wǎng)的總里程與該區(qū)域總面積的比值來定義道路密度。紫金山地區(qū)道路密度高達(dá)0.70 km·km-2, 處于我國開源地圖(OpenStreetMap, OSM)道路密度第二等級[25]。研究通過測量各級道路寬度以及路肩半徑, 計(jì)算道路(路基, 路肩及附屬設(shè)施)和居民地壓占景觀面積(表3)。

通過統(tǒng)計(jì)計(jì)算道路(包括路基, 路肩及附屬設(shè)施)和居民地面積, 得到道路壓占景觀總面積為20.83 km2, 居民地壓占面積為76.67 km2, 道路和居民地等基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)用地共壓占面積占區(qū)域總面積的4.01%。

2.3 道路疊加居民地緩沖區(qū)導(dǎo)致的野生動物棲息地?fù)p失

在分布有縱橫交錯的道路網(wǎng)絡(luò)景觀中, 棲息地是影響野生動物種群生存的一個關(guān)鍵因素, 道路建設(shè)和其他線性基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)造成棲息地面積減少、品質(zhì)降低, 甚至生境喪失, 從而影響野生動物的生存[26-27]。根據(jù)野生動物對不同道路的敏感范圍, 研究將鐵路和高速公路、干線公路、縣級公路、鄉(xiāng)村公路的緩沖區(qū)分別設(shè)置為1.5 km、1.0 km、0.5 km、0.25 km作為影響野生動物棲息地范圍(圖3a)。根據(jù)道路類型設(shè)置的緩沖區(qū), 使景觀面積減小, 邊緣增加(圖3b)。根據(jù)野生動物對居民地的敏感范圍, 本文將居民地緩沖區(qū)設(shè)置為0.5 km(圖3c)。將道路和居民地緩沖區(qū)合并, 合并為人類活動影響區(qū), 可以看到由于道路和居民地等基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)的切割, 整個景觀變的支離破碎(圖3d)。

結(jié)果表明: 道路將地表景觀分割, 緩沖區(qū)總面積為1243 km2, 占整個研究區(qū)總面積的51.13%, 景觀面積被侵占過半。在居民地緩沖區(qū)作用下, 景觀變化產(chǎn)生穿孔現(xiàn)象, 并將道路進(jìn)一步疊加, 合并成人類活動影響區(qū), 面積達(dá)1577 km2, 占研究區(qū)總面積的64.87%。景觀在人類活動和自然因素作用下, 產(chǎn)生穿孔(perforation)、分割(dissection)、破碎化(fragmentation)三種空間類型, 斑塊產(chǎn)生縮小(shrinkage)甚至消失(attrition)的變化過程, 野生動物棲息地遭到嚴(yán)重破壞, 這直接影響到野生動物種群的生存和繁衍。

利用景觀生態(tài)學(xué)軟件Fragstats 4.2?, 對道路緩沖區(qū)以及人類活動影響區(qū)切割后的景觀指標(biāo)指標(biāo)進(jìn)行統(tǒng)計(jì), 并計(jì)算斑塊面積、周長和分形維數(shù)的平均值, 分析紫金山地區(qū)景觀受人類活動的影響(表4)。

表4統(tǒng)計(jì)得出景觀被道路網(wǎng)絡(luò)緩沖區(qū)分割成150塊大小不一的斑塊, 無路斑塊的最大面積為98.88 km2, 平均斑塊面積為8.74 km2, 平均斑塊周長為16.55 km, 斑塊密度為0.06, 最大斑塊指數(shù)()為4.06%。疊加居民地緩沖區(qū), 地表景觀被切割為249個斑塊, 得到的無路斑塊最大面積為91.65 km2, 平均面積減少一半以上, 為3.96 km2, 平均斑塊周長減少為10.89 km。平均分形維數(shù)無較大變化, 說明居民地?cái)U(kuò)張對景觀的干擾程度較低。斑塊密度增加為0.1, 最大斑塊指數(shù)()下降到3.77%。景觀斑塊破碎化指數(shù)由0.47增加到0.84, 居民地的擴(kuò)張加劇了景觀的破碎化程度。

為進(jìn)一步分析道路建設(shè)和居民用地?cái)U(kuò)張導(dǎo)致景觀破碎對野生動物棲息地的影響, 研究將斑塊面積分為0≤AREA≤0.1、0.1

圖4統(tǒng)計(jì)得出小于0.1 km2的斑塊個數(shù)為28個, 占斑塊總數(shù)的18.67%; 斑塊面積在0.1—10 km2的斑塊個數(shù)為81個, 占斑塊總數(shù)的54%; 大于10 km2的斑塊有41個, 占斑塊總數(shù)的27.33%。相較道路影響, 居民地?cái)U(kuò)張使小于0.1 km2的斑塊個數(shù)增加到84, 占斑塊總數(shù)的33.74%; 斑塊面積在0.1—10 km2的斑塊個數(shù)為139個, 占斑塊總數(shù)的55.82%; 大于10 km2的斑塊僅有26個, 占斑塊總數(shù)的10.44%。隨著居民地的擴(kuò)張, 適合作為野生動物棲息地的斑塊個數(shù)和百分比逐漸減少, 不適合野生動物生存的斑塊個數(shù)劇烈增加。人類活動是景觀破碎化的主導(dǎo)因素, 間接導(dǎo)致了野生動物生存空間的減小甚至喪失。

表3 各級道路和居民地壓占景觀面積統(tǒng)計(jì)表

圖3 道路和居民地對景觀的切割

Figure 3 Cutting of the landscape by roads and residential areas

表4 景觀指數(shù)統(tǒng)計(jì)表

2.4 道路疊加居民地緩沖區(qū)對植被指數(shù)的影響

植被對維持生態(tài)系統(tǒng)平衡起著具有重要作用, 植被生長狀況是研究區(qū)域生態(tài)環(huán)境變化的重要指標(biāo)。研究以植被指數(shù)NDVI作為評價(jià)該地區(qū)的景觀生態(tài)指標(biāo)。根據(jù)2018/9/04成像的Landsat 8遙感衛(wèi)星影像(30 m分辨率), 通過多波段影像合成、輻射定標(biāo)、大氣校正和波段運(yùn)算, 獲得紫金山地區(qū)的NDVI密度分割圖像(圖5a)。參考已有研究結(jié)果, 研究設(shè)置道路影響區(qū)為距離各級道路路肩30 m處[28], 居民地影響區(qū)為100 m[29], 兩者合并作為人類活動對自然植被的影響區(qū), 獲得道路和居民地導(dǎo)致的植被NDVI損失圖(圖5b)。

圖4 斑塊面積分布直方圖

Figure 4 Histogram of patch area distribution

圖5 2018年紫金山地區(qū)植被分布及損失狀況

Figure 5 Vegetation distribution and loss in Zijin Mountain area in 2018

2018年紫金山地區(qū)NDVI均值為0.60, 植被總體長勢良好。從圖5(a)可以看出, 低值多分布于黃河沿岸低海拔地區(qū), 溝谷侵蝕嚴(yán)重, 不利于植被生長, 溝谷處NDVI低于0.4, 在溝谷及兩側(cè)區(qū)域NDVI值均低于平均值。高值多分布于紫金山一帶等高海拔地區(qū), 植被覆蓋具有明顯的空間差異性。

圖5(b)可以看出, 人類活動聚集區(qū)主要分布于黃河流域沿岸、湫水河沿岸以及研究區(qū)最南部, 植被NDVI低于區(qū)域均值; 紫金山一帶道路密度小, 人類活動影響小, 植被NDVI高于區(qū)域均值。據(jù)統(tǒng)計(jì), 研究區(qū)81.91%的區(qū)域未受到壓占; 6.19%受到溝谷侵蝕緩沖區(qū)的壓占, 面積為150.4 km2, 壓占NDVI占研究區(qū)NDVI總和的4.27%; 人類活動影響區(qū)面積為289.4 km2, 占區(qū)域總面積的10.15%, 壓占NDVI占研究區(qū)NDVI總和的10.04%, 是溝谷侵蝕作用的2倍。81.91%區(qū)域?yàn)槲从绊憛^(qū)域, 其NDVI均值為0.62?？梢? 人類活動占主導(dǎo)作用, 是造成該地區(qū)植被損失的主要因素。

3 討論

3.1 生境破碎對動物棲息地的影響

道路對景觀的直接作用表現(xiàn)為: 斑塊數(shù)量增加而面積減小、形狀趨于不規(guī)則、內(nèi)陸生境面積縮小、廊斑塊之間彼此隔離。研究通過對2018年紫金山地區(qū)進(jìn)行匯水線提取, 設(shè)置各級道路和居民建設(shè)用地緩沖區(qū), 計(jì)算和統(tǒng)計(jì)分析在溝谷侵蝕景觀的作用下, 道路和居民地緩沖區(qū)導(dǎo)致景觀被分割的斑塊指標(biāo)。剔除由道路和居民地緩沖區(qū)內(nèi)部形態(tài)分割得到面積小于0.1 km2的極小斑塊, 被認(rèn)為不適宜野生動物生存的區(qū)域, 這類斑塊主要分布在研究區(qū)南部地區(qū)。參考相關(guān)文獻(xiàn)[30], 斑塊面積在0.1—10 km2被認(rèn)為適宜昆蟲類、小型爬行動物等生存; 10 km2以上的被認(rèn)為能為中小型野生動物提供一定生存空間, 這類斑塊分布于研究區(qū)遠(yuǎn)離縣城的北部山區(qū)。在全球道路制圖研究中, 斑塊面積在100 km2以上具有能夠?yàn)榇笮鸵吧鷦游锾峁┹^高生態(tài)服務(wù)和價(jià)值的棲息地[31], 以此為標(biāo)準(zhǔn), 很顯然, 紫金山地區(qū)沒有能作為這種穩(wěn)定生態(tài)服務(wù)功能的棲息地?？梢? 道路等居民基礎(chǔ)設(shè)施用地建設(shè)造成景觀斑塊破碎, 野生動物生存空間不斷被分割, 棲息地不斷縮小, 甚至消失。

3.2 道路建設(shè)和居民地?cái)U(kuò)張對植被的直接影響

紫金山地區(qū)黃土丘陵溝壑區(qū)腹地, 由黃河流域—湫水河—呂梁山脈圍限, 形成封閉孤立生境, 內(nèi)受溝谷侵蝕, 外受人類活動的干擾, 生態(tài)環(huán)境脆弱。道路建設(shè)為人們帶來便利的同時必然會引起居民地的擴(kuò)張, 導(dǎo)致周邊自然景觀遭到分割、壓占和污染等負(fù)面問題。類似的情況已經(jīng)引起學(xué)者重視, 如況亮[28]等主要通過樣方設(shè)置、指標(biāo)計(jì)算等來分析公路建設(shè)對路域植被的影響, 結(jié)果表明不同植物物種豐富度受公路影響程度不同, 距離公路越遠(yuǎn), 受干擾程度越小, 群落組成趨于穩(wěn)定; 高鵬[32]等主要通過野外調(diào)查、取樣與室內(nèi)分析方法研究道路對路域植物與土壤的影響, 結(jié)果表明利用程度不同的道路對域內(nèi)環(huán)境因子呈現(xiàn)邊緣正效應(yīng), 利用程度高的道路對草本植物多樣性的影響距離為12—14 m。本研究選用歸一化植被指數(shù)(NDVI)作為評價(jià)植被生長狀況指標(biāo), 根據(jù)植被對溝谷、道路和居民地的敏感范圍, 設(shè)置不同緩沖區(qū), 分析植被分別受自然和人為因素?fù)p失總量。結(jié)果表明, 2018年, 在紫金山地區(qū), 由于道路建設(shè)和居民地?cái)U(kuò)張等人類活動造成的植被壓占是溝谷侵蝕作用的2倍。人類活動是造成導(dǎo)致該區(qū)域生境破碎和植被損傷的主導(dǎo)因素, 因此, 貧困山區(qū)在追求經(jīng)濟(jì)發(fā)展、城鎮(zhèn)擴(kuò)張的同時, 應(yīng)綜合考慮該地區(qū)的自然資源和生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性, 堅(jiān)持人與自然和諧共處的原則, 過度追求經(jīng)濟(jì)的發(fā)展必然會引起生態(tài)系統(tǒng)失衡, 特別是對于易受到道路干擾的脆弱貧困山區(qū)。

4 結(jié)論

本文對道路和居民地作緩沖區(qū)分析, 計(jì)算無路斑塊的景觀指標(biāo), 通過統(tǒng)計(jì)結(jié)果來分析道路網(wǎng)絡(luò)和居民地建設(shè)導(dǎo)致的景觀破碎化, 并進(jìn)一步計(jì)算道路和居民地壓占NDVI總量來分析植被損失, 主要結(jié)論如下:

(1)紫金山地區(qū)為黃土丘陵溝壑典型地貌, 平均坡度為14.93°, 其中, 溝谷坡度低于8°, 研究區(qū)北部地區(qū)溝谷兩側(cè)坡坡度起伏大, 研究區(qū)景觀被溝谷切割, 6.19%的面積受到溝谷侵蝕作用的直接影響。

(2)2018年紫金山地區(qū)道路總長度為1651.4 km, 密度高達(dá)0.70 km·km-2, 道路網(wǎng)絡(luò)建設(shè)帶動周邊居民地的擴(kuò)張, 造成該地區(qū)的地表景觀破碎嚴(yán)重, 4.01%的區(qū)域受到直接壓占;

(3)道路網(wǎng)絡(luò)和居民地緩沖區(qū)間接影響陸地表面64.87%的面積, 將陸表切割成249個斑塊, 景觀斑塊破碎化指數(shù)為0.84, 人類活動導(dǎo)致景觀破碎化程度極高, 間接導(dǎo)致可作為野生動物棲息地的斑塊數(shù)量和面積縮小。

(4)2018年紫金山地區(qū)植被NDVI受溝谷侵蝕和人為因素的共同影響, 呈現(xiàn)出明顯的空間差異性, 其中, 10.04%的NDVI遭到人類活動的影響, 是造成該地區(qū)植被損失的主要因素。

本研究基于道路(路基、路肩及附屬設(shè)施)和居民地壓占NDVI造成植被損失, 因指標(biāo)選取單一, 缺少野外調(diào)查, 研究程度尚淺; 只初步探討了人類活動是造成該地區(qū)植被損傷, 長期而言, 降水、氣溫等水熱條件也是導(dǎo)致該地區(qū)植被NDVI變化不可或缺的因素, 有待深入研究。

[1] 汪自書, 曾輝, 魏建兵. 道路生態(tài)學(xué)中的景觀生態(tài)問題[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2007, 26(10): 1665–1670.

[2] 李太安, 安黎哲. 道路生態(tài)學(xué): 科學(xué)與解決方案[M]. 北京: 高等教育出版社, 2008.

[3] FU Wei, LIU Shiliang, DONG Shikui. Landscape pattern changes under the disturbance of road networks[J]. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2(2):859–867.

[4] 劉佳妮, 李偉強(qiáng), 包志毅. 道路網(wǎng)絡(luò)理論在景觀破碎化效應(yīng)研究中的應(yīng)用—以浙江省公路網(wǎng)絡(luò)為例[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 28(9): 4352–4362.

[5] LIU Shiliang, DENG Li, ZHAO Qinghe,et al. Effects of road network on vegetation pattern in Xishuangbanna, Yunnan Province, Southwest China[J]. Transportation Research Part D: Transport and Environment, 2011, 16(8): 591–594.

[6] 李月輝, 吳志豐, 陳宏偉, 等. 大興安嶺林區(qū)道路網(wǎng)路對景觀格局的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23(8): 2087–2092.

[7] 李俊生, 張曉嵐, 吳曉莆, 等. 道路交通的生態(tài)影響研究綜述[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2009, 18(3): 1169–1175.

[8] REE V D R, JAEGER J A G, GRIFT E A V D, et al. Effects of roads and traffic on wildlife populations and landscape function: road ecology is moving towards larger scales[J]. Ecology and Society, 2011, 16(1): 48.

[9] 李書娟, 曾輝. 遙感技術(shù)在景觀生態(tài)學(xué)研究中的應(yīng)用[J]. 遙感學(xué)報(bào), 2002, 6(3): 233–240.

[10] YU Huan, LIU Xiangmeng, KONG Bo, et al. Landscape ecology development supported by geospatial technologies: A review[J]. Ecological Informatics, 2019, 51(3): 185–192.

[11] 穆彬, 謝陽, 江楠, 等. 道路生態(tài)影響評價(jià)方法研究: 以海蘭高速公路為例[J]. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28(12): 2889–2895.

[12] 李雙成, 許月卿, 周巧富, 等. 中國道路網(wǎng)與生態(tài)系統(tǒng)破碎化關(guān)系統(tǒng)計(jì)分析[J]. 地理科學(xué)進(jìn)展, 2004, 23(5): 78–85.

[13] 劉世梁, 崔保山, 楊志峰, 等. 高速公路建設(shè)對山地景觀格局的影響—以云南省瀾滄江流域?yàn)槔齕J]. 山地學(xué)報(bào), 2006, 24(1): 54–59.

[14] 葉麗敏, 周沿海, 邱榮祖, 等. 區(qū)域道路建設(shè)對兩側(cè)景觀生態(tài)的影響—以福建省將樂縣為例[J]. 四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 33(2): 159–165.

[15] 畢愷藝, 牛錚, 黃妮, 等. 道路網(wǎng)絡(luò)對景觀格局的影響分析: 以“中國—中南半島經(jīng)濟(jì)走廊”為例[J]. 遙感信息, 2019, 34(2): 129–134.

[16] 黃夢娜, 馬延. 中國道路網(wǎng)引起的景觀破碎格局及其對保護(hù)區(qū)的影響[J]. 地球信息科學(xué), 2019, 21(8): 1183–1195.

[17] 李明陽, 周奇, 黃文奇, 等. 基于Geomatics的南京東郊野生動物景觀安全格局分析—以露牙獐為例[J]. 西南林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32(4): 70–75.

[18] 李帥, 張相鋒, 石建斌, 等. 蒙新高速公路對阿拉善荒漠區(qū)有蹄類野生動物生境適宜性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2018, 37(1): 103–110.

[19] POESSEL S A, BURDETT C L, BOYDSTON E E, et al. Roads influence movement and home ranges of a fragmentation-sensitive carnivore, the bobcat, in an urban landscape[J]. Biological Conservation, 2014, 180(12): 224–232.

[20] Benítez-López A, ALKEMADE R, VERWEIJ P A. The impacts of roads and other infrastructure on mammal and bird populations: A meta-analysis[J]. Biological Conservation, 2010, 143(6): 1307–1316.

[21] BOARMAN W I, SAZAKI M. A highway’s road-effect zone for desert tortoises (Gopherus agasazii)[J]. Journal of Arid Environments, 2006, 65(2): 94–101.

[22] NICKEL B A, SURACI J P, ALLEN M L, et al. Human presence and human footprint have non-equivalent effects on wildlife spatiotemporal habitat use[J]. Biological Conservation, 2020, 241(1): 108383.

[23] 封托, 吳曉民, 張洪馮. 秦嶺不同等級公路周邊有蹄類動物分布規(guī)律及影響因素研究[J]. 陜西林業(yè)科技, 2019, 47(5): 1–6.

[24] 李軍鋒, 李天文, 陳正江, 等. 基于DEM的黃土高原丘陵溝壑區(qū)溝谷網(wǎng)絡(luò)節(jié)點(diǎn)研究[J]. 干旱區(qū)地理, 2005, 28(3): 386–391.

[25] ZHANG Yingjia, LI Xueming, WANG Aiming, et al. Density and diversity of OpenStreetMap road networks in China[J]. Journal of Urban Management, 2015, 4(2): 135–146.

[26] 胡忠軍, 于長青, 徐宏發(fā), 等. 道路對路棲野生動物的生態(tài)學(xué)影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2005, 24(4): 433–437.

[27] MARCANTONIO M, ROCCHINI D, GERI F, et al. Biodiversity, roads, & landscape fragmentation: Two Mediterranean cases[J]. Applied Geography, 2013, 42(7): 63–72.

[28] 況亮, 秦瑋, 董世魁, 等. 公路建設(shè)對霧靈山自然保護(hù)區(qū)植被的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2010, 29(1): 146–151.

[29] FLORGARD C, FORSBERG O. Residents’ use of remnant natural vegetation in the residential area of J?rvaf?ltet, Stockholm[J]. Urban Forestry & Urban Greening, 2006, 5(2): 83–92.

[30] DIETZ M S, BELOTE R T, GAGE J, et al. An assessment of vulnerable wildlife, their habitats, and protected areas in the contiguous United States[J]. Biological Conservation, 2020, 248(8): 108646.

[31] IBISCH P L, HOFFMANN M T, KREFT S, et al. A global map of roadless areas and their conservation status[J]. Science, 2016, 354(6318): 1423–1427.

[32] 高鵬, 金永煥, 王景田, 等. 長白山自然保護(hù)區(qū)道路使用對路域植物和土壤的影響[J]. 生態(tài)科學(xué), 2012, 31(5): 473–480.

Effects of road construction and residential expansion on habitat fragmentation in hilly and gully region of the Loess Plateau

HUANG Shanshan1, MA Chao2,3,*

1. Department of Land Resources and Environment, Zhengzhou Technology and Business University, Zhengzhou 451400, China 2. Key Laboratory of Spatiotemporal Information and Ecological Restoration of Mines (MNR), Henan Polytechnic University,Jiaozu 454003, China 3. Research Centre of Arable Land Protection and Urban-rural High-quality Development in Yellow River Basin, Henan Polytechnic University, Jiaozuo 454003, China

Exploring the land surface landscape fragmentation and vegetation loss caused by natural and human factors in the hilly and gully region of the Loess Plateau can provide scientific basis for economic development and environmental protection in poor mountainous areas. Based on 2018 Google Earth and Landsat OLI optical remote sensing imagery, using buffer analysis, overlay analysis, landscape index analysis and other geospatial analysis methods, the landscape fragmentation and vegetation index loss in the Zijin Mountain area caused by road and residential construction were quantitatively described. The results are as follows. (1) The bottom slope of the valley in the study area was less than 8° and quite different from the both sides slope of the valley. The landscape was cut by the valley, and the direct erosion area accounted for 6.19% of the total area. (2) In 2018, the road density in the Zijin Mountain area was 0.70 km·km-2. While the transportation was convenient, it stimulated the expansion of surrounding residential areas, resulted in 4.01% of the area being directlyoccupied by roads and residential areas. (3) 64.87% of the area in the study area was indirectly affected by human activities. Roads and residential areas cut the landscape into 249 patches, and the degree of landscape fragmentation was extremely high. Only 10.44% of the patches were suitable as habitats for small and medium-sized wildlife. (4) In 2018, 18.09% of the NDVI in the Zijin Mountain area was jointly affected by valley erosion and human activities, and the spatial difference of vegetation coverage was significant. The surface landscape in the Zijin Mountain area was mainly severely disturbed by human activities, resulted in certain impacts on the wildlife habitat and NDVI.

Zijin Mountain area; road network; road Buffer; residential buffer; landscape fragmentation; vegetation loss

黃杉杉, 馬超. 黃土丘陵溝壑區(qū)道路建設(shè)和居民地?cái)U(kuò)張對生境破碎的影響[J]. 生態(tài)科學(xué), 2023, 42(1): 21–29.

HUANG Shanshan, MA Chao. Effects of road construction and residential expansion on habitat fragmentation in hilly and gully region of the Loess Plateau[J]. Ecological Science, 2023, 42(1): 21–29.

10.14108/j.cnki.1008-8873.2023.01.003

P237

A

1008-8873(2023)01-021-09

2020-11-17;

2020-12-01

河南省高?？萍紕?chuàng)新團(tuán)隊(duì)支持計(jì)劃(22IRTSTHN008); 國家自然科學(xué)基金-河南區(qū)域創(chuàng)新發(fā)展重點(diǎn)資助項(xiàng)目(U21A20108) ;國家自然科學(xué)基金-山西煤基低碳聯(lián)合基金重點(diǎn)支持項(xiàng)目(U1810203)

黃杉杉(1996—), 女, 河南濟(jì)源人, 碩士研究生, 從事生態(tài)環(huán)境遙感監(jiān)測與評價(jià)研究, E-mail: m18839050156@163.com

馬超(1967—), 男, 內(nèi)蒙古克什克騰旗人, 教授, 博士生導(dǎo)師, 從事生態(tài)環(huán)境遙感和地質(zhì)災(zāi)害遙感的教學(xué)與科研, E-mail: mac@hpu.edu.cn