李明詩

(南京林業(yè)大學(xué)，南京，210037)

明 莉

(金光集團APP中國總部物流部)

樊鳴鳴 沈文娟 孫 力

(南京林業(yè)大學(xué))

國家公園是指國家為了保護一個或多個典型生態(tài)系統(tǒng)的完整性，為生態(tài)旅游、科學(xué)研究和環(huán)境教育提供場所而劃定的需要特殊保護、管理和利用的自然區(qū)域。在管理定位上，它既不同于嚴(yán)格的自然保護區(qū)，也不同于一般的旅游景區(qū)?，F(xiàn)存的關(guān)于國家公園經(jīng)營管理的相關(guān)研究中，以管治理論［1］、環(huán)境倫理觀、法律［2－3］、旅游管理機制［4］等理念為主，鮮有研究通過量化和比較國家公園及其緩沖區(qū)的森林破碎化模式的時空差異來發(fā)掘其管理含義的。如今，森林破碎化已成為全球高度關(guān)注的一種環(huán)境退化現(xiàn)象，它是指原先大塊連續(xù)的森林被分割為較小和獨立的斑塊的過程［5］。森林破碎化能阻礙種群間的基因交流，引起近交衰敗;能改變物種生存所需的生物地理環(huán)境，減小物種的生存空間，增加了邊界數(shù)量，同時也能消極地影響系統(tǒng)內(nèi)的能量平衡和物質(zhì)流動，加劇了外來物種的入侵［6－9］。森林破碎化主要驅(qū)動因子包括自然干擾和人為干擾，如自然地理條件、人口增長、經(jīng)濟發(fā)展、政府政策等都廣泛地作用于森林破碎化。在經(jīng)濟發(fā)展和城市化進(jìn)程日益加速的當(dāng)代中國，上述的發(fā)展過程使得森林景觀生態(tài)環(huán)境保護與經(jīng)濟開發(fā)之間的矛盾愈加突出［10］。本研究旨在通過建立具有明確空間含義的森林破碎化、森林干擾模式地圖，并以此為基礎(chǔ)來量化和比較美國西部國家公園內(nèi)部與其緩沖區(qū)在森林破碎化方面的差異，探究導(dǎo)致這種差異的社會經(jīng)濟、法律制度及教育背景，力圖為中國的國家公園可持續(xù)經(jīng)營管理提供借鑒。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

研究所用的數(shù)據(jù)包括:3期美國國家土地覆蓋數(shù)據(jù)庫(National Land Cover Database，NLCD1992、NLCD2001和 NLCD2006)。NLCD是一個利用Landsat TM/ETM+影像采用決策樹分類算法而發(fā)展的具有30 m空間分辨率的土地覆蓋數(shù)據(jù)產(chǎn)品序列(http://www.mrlc.gov/)。隨著制圖方法的發(fā)展和輸入數(shù)據(jù)的更新，再加上NLCD2001的分類系統(tǒng)變化，使得其無法與NLCD1992的數(shù)據(jù)直接比較。但是，USGS EROS Data Center已經(jīng)發(fā)展了一個翻新的過渡產(chǎn)品來連接NLCD1992和NLCD2001，使兩者在Anderson分類系統(tǒng)上可以進(jìn)行直接比較并進(jìn)行變化分析［11］。NLCD2006是基于 NLCD2001采用單個Path/Row上的2期圖像的變化向量分析方法通過識別變化而發(fā)展的，因此兩者具有直接可比性［12］。這樣，在Anderson分類系統(tǒng)上，美國3期土地覆蓋數(shù)據(jù)就可以直接比較并進(jìn)行相關(guān)變化檢測分析。以3期土地覆蓋數(shù)據(jù)為依據(jù)，裁切出美國西部的黃石、洛基山和大峽谷3個國家公園及其緩沖區(qū)作為分析對象，其具體位置如圖1所示。

圖1 研究區(qū)位置示意圖

1.2 研究方法

1.2.1 重分類

為了突出導(dǎo)致森林破碎化的作用因子，將土地覆蓋數(shù)據(jù)集的每一個像元按照森林—非森林的模式重新聚合為以下4類:森林、人為干擾(即農(nóng)業(yè)和城市土地利用2個因素)，自然干擾(草地、灌木和濕地等)以及缺失像元(例如:裸地、水體、永久冰雪等)。本研究規(guī)定缺失像元不分割森林類型。具體的聚合準(zhǔn)則見表1。

1.2.2 破碎化分析模型

采用Wade等人發(fā)展的方法，將一個5×5的移動窗口疊置于經(jīng)過聚合分析后的土地覆蓋數(shù)據(jù)集上以計算破碎化因子得分［13］。也即，窗口中心置于每個土地覆蓋像元上，計算出該窗口的破碎化因子得分并賦予中心像元。此運算提取4個破碎化因子:森林密度指數(shù)(Pf)、森林連接度指數(shù)(Pff)、人為干擾造成的破碎化指數(shù)(Pfa)和自然干擾造成的破碎化指數(shù)(Pfn)［13］。這里，Pf是移動窗口中森林像元數(shù)占非缺失像元總數(shù)的比值;Pff是主方向上兩相鄰像元均為森林像元的像元對數(shù)占總像元對數(shù)(像元對中至少有一個森林像元)的比值。一般地，Pff值高說明該森林像元的連接度高。Pfa是主方向上相鄰像元為“森林—人為干擾”的像元對數(shù)占總像元對數(shù)(像元對中至少有一個森林像元)的比值，指示人為干擾導(dǎo)致的森林破碎化;相似的，Pfn是主方向上相鄰像元為“森林—自然干擾”的像元對數(shù)占總像元對數(shù)(像元對中至少有一個森林像元)的比值，量化自然干擾導(dǎo)致的森林破碎化。然后，定義總體森林破碎化(Ft)為自然干擾與人為干擾導(dǎo)致的森林破碎化之和，即Ft=(Pfa+Pfn)=(1－Pff)。上述4個破碎化因子得分的計算原理如圖2的虛擬景觀所示。將計算出的Pf和Pff值應(yīng)用到破碎化模型中，根據(jù)判別條件將每個森林像元歸并為如下6個破碎化組分之一:內(nèi)部森林、孔洞森林、斑塊森林、邊緣森林、過渡森林和未確定森林，從而建立起具有明確空間含義的森林破碎化模式地圖［14］。

1.2.3 森林干擾模式制圖

在Matlab環(huán)境中編制程序計算出4個破碎化因子得分后，按如下方式進(jìn)行彩色合成:Pfa(紅色)、Pff(綠色)、Pfn(藍(lán)色)，從而建立森林破碎化干擾模式的空間分布特征［13］。在此彩色合成圖中，綠色顯示連接度高的森林，藍(lán)色顯示大量的自然破碎化，紅色顯示被砍伐和高人為干擾，黃色描繪Pfa和Pff幾乎相等的區(qū)域，藍(lán)綠色描繪Pff和Pfn幾乎相等的區(qū)域。沒有森林的像元顯示為黑色，缺失像元顯示為白色。另外，在Pfa圖中，非零值像元中高于Pfa均值加Pfa2倍標(biāo)準(zhǔn)差的那些像元與總森林像元數(shù)的比值被用來表示人為干擾的強烈程度，用Pfa均值表示人為干擾的普遍程度。這樣，就可以從空間上傳遞出哪些區(qū)域具有強的保護優(yōu)先特征。

圖2 破碎化因子計算示例

1.2.4 景觀指數(shù)計算

選取關(guān)聯(lián)指數(shù)(IA)以定量說明破碎化的人為、自然干擾因素對森林破碎化的貢獻(xiàn)份額。IA計算原理是:IA=Pf－i/Pf×100% ，這里 Pf－i是與森林類型相連接的第i類土地覆蓋類型的總周長，Pf是森林斑塊的總周長。該景觀指數(shù)用美國威斯康辛大學(xué)開發(fā)的基于柵格圖像景觀指數(shù)分析工具Image Analyzer(IAN)進(jìn)行提取。此軟件的下載地址為:http://landscape.forest.wisc.edu/projects/ian/。

2 結(jié)果與分析

2.1 森林破碎化模式

圖3示例了在5×5分析尺度下執(zhí)行破碎化分析模型而生成的具有明確空間含義的森林破碎化模式地圖，它清楚地表明了各破碎化成分的空間分布。利用美國西部3個國家公園及其緩沖區(qū)在3個時點上的破碎化模式地圖(共18張)中不同破碎化成分面積份額的對比來刻畫森林破碎化的時空趨勢(表2)。表2顯示，3個公園內(nèi)部森林面積隨時間保持相對穩(wěn)定而緩沖區(qū)內(nèi)的森林面積卻隨時間呈明顯下降趨勢。在5×5的分析尺度下，公園內(nèi)以內(nèi)部森林為主，伴有少量孔洞和邊緣森林，而在緩沖區(qū)內(nèi)部森林面積份額均低于對應(yīng)的公園內(nèi)部，且孔洞和邊緣森林成分明顯高于公園內(nèi)部。從時間尺度上看，公園內(nèi)部和其緩沖區(qū)都是在2001年破碎化程度最低(高的內(nèi)部森林面積比例)，并且公園內(nèi)部的破碎化程度都低于其相應(yīng)的緩沖區(qū)。

圖3 1992年黃石公園緩沖區(qū)森林破碎化模式

2.2 森林干擾模式

圖4示例了2006年黃石公園緩沖區(qū)的森林干擾模式，此模式地圖傳遞出森林像元在空間是如何被人為干擾和自然干擾所影響的，因此具有明確保護優(yōu)先性含義。

圖4 2006年黃石公園緩沖區(qū)森林干擾模式

從類似于圖4的國家公園及其緩沖區(qū)在3個時間點的干擾模式圖(共18張)中分別提取人為干擾均值、自然干擾均值以及高烈度人為干擾像元比例并列于表3中。從表3可見，在3個時間點上美國西部3個國家公園內(nèi)的森林破碎化的主導(dǎo)貢獻(xiàn)因子是自然干擾，其自然干擾均值遠(yuǎn)高于干擾均值。而緩沖區(qū)內(nèi)森林破碎化幾乎是由自然干擾與人為干擾共同作用的結(jié)果。其中大峽谷公園及其緩沖區(qū)內(nèi)人為干擾、自然干擾對森林破碎化的平均貢獻(xiàn)差異較大。從時間尺度上看，公園內(nèi)部的干擾均值隨時間變動不大且處于較低值，公園緩沖區(qū)的自然干擾均值保持相對穩(wěn)定但處于較高值。除大峽谷外，另外2個公園的緩沖區(qū)內(nèi)高烈度人為干擾像元比例都遠(yuǎn)高于公園內(nèi)部。這充分反映了公園內(nèi)部被嚴(yán)格保護而緩沖區(qū)有相對寬松的森林經(jīng)營活動的事實。另外，美國西部森林主要受自然干擾的影響，而由于陡峻的地形及森林權(quán)屬的國有化，西部森林受人為因素的影響相對較弱。

表2 森林破碎化成分面積比例

表3 森林干擾模式特征分析

2.3 森林空間關(guān)聯(lián)模式

表4顯示了森林與農(nóng)業(yè)土地利用、城市土地利用的空間關(guān)聯(lián)性大小。明顯地，在國家公園內(nèi)部，森林與城市土地利用的空間交互要遠(yuǎn)強于森林與農(nóng)業(yè)土地利用間的交互。這主要是由美國的土地權(quán)屬私有化及民眾的生活方式?jīng)Q定的。盡管公園是國有的，但其內(nèi)部可能某些地塊屬于私人所有。民眾在自己私有的土地上建房居住，相應(yīng)的道路、商業(yè)設(shè)施也必須配套。這樣導(dǎo)致了國家公園內(nèi)部森林類型與城市土地利用類型緊密交互的現(xiàn)象。而西部陡峻的地形，限制了農(nóng)業(yè)的擴張，故而公園內(nèi)部農(nóng)業(yè)與森林類型交互的現(xiàn)象少見。而在緩沖區(qū)內(nèi)，森林與農(nóng)業(yè)土地利用的空間交互作用有明顯的增加。另外，從時間尺度看，公園內(nèi)部以及緩沖區(qū)內(nèi)的森林與城市交互作用保持相對穩(wěn)定，森林與農(nóng)業(yè)的交互呈下降趨勢。

表4 森林與城市、森林與農(nóng)業(yè)用地的空間交互

3 討論

相對于傳統(tǒng)的景觀指數(shù)，本研究采用森林破碎化分析模型所建立森林破碎化地圖、森林干擾模式地圖(圖3、圖4)傳遞出破碎化及森林干擾模式的明確空間含義，在實際應(yīng)用中具有景觀指數(shù)無法比擬的優(yōu)勢。例如，破碎化模式地圖中內(nèi)部森林部分對于局部生物多樣性保護規(guī)劃(如某些緊密依賴于森林的物種的適宜生境區(qū)劃)意義重大，其可以為確定某些物種生存和運動所需的最小核心區(qū)面積的確定提供有力的數(shù)據(jù)支撐。顯然，基于傳統(tǒng)的景觀指數(shù)分析的結(jié)果是無法做到的。對于破碎化模式地圖中的其它成分，如孔洞森林、邊界森林等，它們的形成可能與造林設(shè)計、采伐作業(yè)、林火及病蟲害管理等實踐模式有關(guān)。因此，這些空間信息有助于指導(dǎo)林業(yè)生產(chǎn)經(jīng)營活動，從而轉(zhuǎn)換森林的整體空間配置模式，實現(xiàn)森林生態(tài)系統(tǒng)的最佳環(huán)境效能。比如可以從森林可持續(xù)經(jīng)營角度，提出具體的森林采伐地點及采伐方式、造林地點及造林方式，以降低森林的破碎化程度。森林干擾模式分析有效地區(qū)分了導(dǎo)致森林破碎化的自然因素和人為因素的貢獻(xiàn)份額，并且建立了空間意義明確的干擾模式地圖。這些地圖有效地傳遞出森林在哪些位置上被自然干擾所影響，哪些位置上存在強烈的人為干擾。這樣，基于這些干擾模式地圖，森林經(jīng)營者就能夠發(fā)展針對性極強的保護和恢復(fù)生態(tài)措施來控制或降低人為作用對森林的干擾。

在森林經(jīng)營方面，美國堅持一種可持續(xù)、多用途的生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)營理念，傳統(tǒng)的木材生產(chǎn)在美國西部所占的比例很小。美國國家公園管理體系經(jīng)歷了逾百年的發(fā)展和完善，在經(jīng)營理念、法律依據(jù)、管理機制、資金機制和監(jiān)督機制等方面有其先進(jìn)性，許多方面值得學(xué)習(xí)和借鑒。如通過多種教育項目、宣傳媒體加強國民的環(huán)境保護意識的培養(yǎng)必定能夠改善公民環(huán)境倫理觀不強的現(xiàn)狀［15］。另外，政府加大對我國的國有公園管理機構(gòu)的經(jīng)費投入以避免公園管理機構(gòu)隱蔽實施“以山養(yǎng)人”的奇怪做法?？傊?，有效地借鑒美國國家公園的管理特色必將在一定程度上改善我國的國家公園管理水平和管理效率。

［1］黃向.基于管治理論的中央垂直管理型國家公園PAC模式研究［J］.旅游學(xué)刊，2008，23(7):72－80.

［2］李艷芳.美國的環(huán)境影響評價公眾參與制度［J］.環(huán)境保護，2001(10):33－34.

［3］李如生.美國國家公園的法律基礎(chǔ)［J］.中國園林，2002，18(5):6－12.

［4］郝索.外國旅游管理體制比較研究及對我國旅游業(yè)改制的啟示［J］.人文雜志，2001(3):79－83.

［5］Lord J M，Norton D A.Scale and the spatial concept of fragmentation［J］.Conservation Biology，1990，4(2):197－202.

［6］劉建鋒，肖文發(fā)，江澤平，等.景觀破碎化對生物多樣性的影響［J］.林業(yè)科學(xué)研究，2005，18(2):222－226.

［7］Fuller D O.Forest fragmentation in Loudoun County，Virginia，USA evaluated with multitemporal Landsat imagery［J］.Landscape Ecology，2001，16(7):627－642.

［8］Li H，Reynolds J F.A new contagion index to quantify spatial patterns of landscapes［J］.Landscape Ecology，1993，8(3):155 －162.

［9］Butler B J，Swenson J J，Alig R J.Forest fragmentation in the Pacific Northwest:quantification and correlations［J］.Forest Ecology and Management，2004，189:363－373.

［10］郭濼，杜世宏，楊一鵬.基于RS與GIS的廣州市森林景觀格局時空分異研究［J］.地理與地理信息科學(xué)，2008，24(1):96－99.

［11］Anderson J R，Hardy E E，Roach J T，et al.A land use and land cover classification system for use with remote sensor data［R/OL］.Washington:Unted States Goverment Printing Office，1976:2－37［2011－07－23］.http://landcover.usgs.gov/pdf/anderson.pdf.

［12］Xian G，Homer C，F(xiàn)ry J.Updating the 2001 national land cover database land cover classification to 2006 by using Landsat imagery change detection methods［J］.Remote Sensing of Environment，2009，113(6):1133－1147.

［13］Wade T G，Riitters K H，Wickham J D，et al.Distribution and causes of global forest fragmentation［J］.Conservation Ecology，2003，7(2):7［online］URL:http://www.consecol.org/vol7/iss2/art7.

［14］Riitters K H，Wickham J D，O’Neill R V，et al.Fragmentation of continental United States forests［J］.Ecosystems，2002，5:815－822.

［15］程紹文，張捷，徐菲菲.自然旅游地居民自然保護態(tài)度的影響因素:中國九寨溝和英國新森林國家公園的比較［J］.生態(tài)學(xué)報，2010，30(23):6487－6494.