賈樹海，王瀟雪，楊 亮

(沈陽農(nóng)業(yè)大學 土地與環(huán)境學院，遼寧 沈陽 110866)

土地荒漠化是土地退化的主要類型之一，會導致生物產(chǎn)量下降、可利用土地資源喪失和人類生存環(huán)境惡化。在我國，農(nóng)牧交錯帶是遏止荒漠化、沙化東移南下的最后一道屏障，特別是位于長城一線以北、草原東側(cè)和南側(cè)的北方農(nóng)牧交錯帶是我國重要的生態(tài)治理區(qū)域和北方地區(qū)重要的生態(tài)防線[1]。由于人為干預的失控，過度的開墾放牧使農(nóng)牧交錯帶不但未能起到應有的生態(tài)屏障作用，反而成了生態(tài)環(huán)境破壞的前沿，被稱為“生態(tài)危急帶”和“生態(tài)環(huán)境脆弱帶”[2]?；谕恋鼗哪瘑栴}對經(jīng)濟社會發(fā)展構(gòu)成了嚴重威脅，農(nóng)牧交錯帶的荒漠化現(xiàn)象及可持續(xù)發(fā)展問題逐漸得到了政府和科學界的普遍關注。

遼北農(nóng)牧交錯帶作為北方農(nóng)牧交錯帶的主要組成部分，是阻礙科爾沁沙地向南入侵華北平原、向東南入侵東北平原的最重要的生態(tài)屏障[3]。由于氣候干旱、降水量少、蒸發(fā)量大，加之受人類活動影響，該地區(qū)地貌、水文及植被等環(huán)境因素發(fā)生了一系列變化，土地荒漠化日益嚴重并且呈南侵及東南侵的態(tài)勢。這不僅為當?shù)亟?jīng)濟發(fā)展和人民生活帶來了嚴重危害，而且對以沈陽為中心的遼寧中部城市群構(gòu)成巨大威脅[4]。本研究采用景觀生態(tài)學的理論和方法，以遙感信息提取軟件ENVI、空間數(shù)據(jù)處理軟件ArcGIS及景觀指數(shù)分析軟件Fragstats 3.3為手段，分析1999—2010年遼北農(nóng)牧交錯帶土地荒漠化及景觀格局的變化情況，揭示荒漠化土地景觀格局的變化特征，從景觀角度對該區(qū)域土地荒漠化進行分析和研究，以期為當?shù)厣鷳B(tài)恢復與重建提供決策依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

遼北農(nóng)牧交錯帶位于科爾沁沙地南緣，地處遼寧省西北部，介于E122°—124.5°、N41.5°—43.5°之間，包括彰武縣、康平縣、昌圖縣、法庫縣和新民市5個縣(市)，總面積15 819.01 km2；海拔50—300 m，地勢由北向南傾斜，丘陵與盆地相間分布，地貌為遼河平原區(qū)北部的波狀平原區(qū)，按地表形態(tài)可分為東部低山丘陵區(qū)、中部漫崗坳溝平原區(qū)和西部沿河平原區(qū)，主要為黃土覆蓋的低山丘陵與黃土臺地，地形破碎，表土沙化，水土流失嚴重；屬典型的溫帶半干旱半濕潤大陸性季風氣候區(qū)，年均氣溫6.4～8.5 ℃，年無霜期140～160 d，年均降水量400～600 mm，降水集中在夏秋季節(jié)，植被類型表現(xiàn)為由森林草原向荒漠草原過渡的特征[5]。

2 研究方法

2.1 基礎數(shù)據(jù)處理

以1999、2010年9月下旬Landsat 5 TM 遙感影像為基本數(shù)據(jù)源(共4 景，分別為p119r30、p119r31、p120r30、p120r31，基本無云覆蓋，已經(jīng)過輻射校正和幾何校正，數(shù)據(jù)質(zhì)量較好)，以研究區(qū)行政區(qū)劃圖、1 ∶5萬數(shù)字高程模型(DEM)、1 ∶1萬土地利用現(xiàn)狀圖、野外調(diào)查數(shù)據(jù)以及自然、社會、經(jīng)濟方面的文字資料等為輔助[5]，在ArcGIS 9.3 和ENVI 4.7等遙感影像處理軟件的支持下，對TM 影像進行多波段融合，再將4景影像進行鑲嵌，匹配重疊部分并均衡化處理，最后疊加遼寧省北部荒漠化地區(qū)行政矢量界線，裁剪出研究區(qū)域TM 影像。1999年和2010年的最佳波段組合為TM4、3、2假彩色合成方案。

依次進行大氣校正和幾何校正。首先采用ENVI 4.7圖像處理軟件的FLAASH大氣校正模塊，采用中緯度夏季大氣模式和鄉(xiāng)村氣溶膠模式，并根據(jù)遙感數(shù)據(jù)獲取時的光照條件和地面高程參數(shù)，將包含大氣和地面輻射的Landsat-TM可見光與近紅外波段的原始輻射圖像進行輻射定標與大氣校正處理，然后轉(zhuǎn)換為反映地面輻射的反射率圖像，采用ENVI 4.7圖像處理軟件提供的Calibration Utilities模塊和上述的各項參數(shù)對Landsat-TM熱紅外波段進行輻射定標，最終完成大氣校正。幾何校正采用非系統(tǒng)校正法進行絕對校正，在ENVI 4.7圖像處理軟件的幾何校正模塊下完成。在遙感圖像和1 ∶5萬地形圖上選擇目標較小、特征明顯、易于識別的同名地物點作為控制點，經(jīng)試驗分析與比較，選用二元二次多項式作為校正模型，采用最鄰近法進行像元重采樣，完成圖像的幾何校正[6]。圖像采樣像元大小為30 m×30 m，幾何校正誤差(RMS)控制在半個像元之內(nèi)。

2.2 荒漠化信息提取

本研究通過構(gòu)造地表反照率(Albedo)-植被指數(shù)(NDVI)特征空間來進行荒漠化信息遙感提取?；哪^程及其地表特性的變化能在Albedo-NDVI特征空間中得到明顯直觀的反映[7]。在Albedo-NDVI特征空間中利用植被指數(shù)和地表反照率的組合信息，通過選擇反映荒漠化程度的合理指數(shù)，可以將不同的荒漠化土地有效地加以區(qū)分，從而實現(xiàn)荒漠化時空分布與動態(tài)變化的定量監(jiān)測與研究。

首先運用決策樹區(qū)分水體與陸地。1996年McFeeters提出了歸一化差異水體指數(shù)NDWI，其計算公式為

NDWI=(Green-Nnir)/(Green+Nnir)

(1)

式中：Green為綠光光波；Nnir為近紅外光波。

利用式(1)對研究區(qū)各地類求算NDWI值，根據(jù)NDWI>0時為水體，最終區(qū)分出水體與陸地。

然后利用經(jīng)過輻射和幾何校正的Landsat-TM 紅外和近紅外波段的反射率數(shù)據(jù)計算歸一化植被指數(shù)NDVI。利用ENVI 4.7遙感影像處理軟件Transform模塊下的NDVI工具提取植被信息，利用Liang建立的Landsat-TM 數(shù)據(jù)的反演模型估算了研究區(qū)的地表反照率，進而統(tǒng)計整景圖像植被指數(shù)(NDVI)和地表反照率(Albedo)的最大值和最小值，并利用統(tǒng)計值進行數(shù)據(jù)歸一化處理。為獲取不同荒漠化程度土地Albedo與NDVI之間的定量關系，利用野外GPS確定的不同荒漠化土地樣點的Albedo、NDVI值進行統(tǒng)計回歸分析，分析結(jié)果顯示隨著荒漠化程度的增加，植被指數(shù)(NDVI)逐漸減少，地表反照率(Albedo)卻逐漸增加，不同荒漠化土地類型對應的植被指數(shù)(NDVI)和地表反照率(Albedo)具有顯著的線性負相關性。根據(jù)回歸分析獲得斜率參數(shù)k值，根據(jù)公式ak=-1計算出a，即為斜率參數(shù)k的倒數(shù)的相反數(shù)，并將a值帶入荒漠化差值指數(shù)表達式(2)，計算不同荒漠化景觀的荒漠化差值指數(shù)(DDI)。

DDI=a·NDVI-Albedo

(2)

非荒漠化、輕度荒漠化、中度荒漠化和重度荒漠化土地的DDI值有所差別，而同一等級荒漠化土地之間的DDI值則相差甚微，因此可將DDI值作為研究區(qū)域土地荒漠化等級劃分的依據(jù)。自然間斷點分級法(natural break)是基于統(tǒng)計學的Jenk最優(yōu)化法得出的分界點，能夠使各級的內(nèi)部方差之和最小，利用該方法將DDI值進行分級，最后得出研究區(qū)兩期荒漠化等級圖。

2.3 景觀指數(shù)的選取與計算

將兩期荒漠化矢量數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)化為柵格數(shù)據(jù)，其空間分辨率為30 m，基于軟件Fragstats 3.3進行景觀指數(shù)運算。本研究從荒漠化的固有特征出發(fā)，結(jié)合研究區(qū)實際情況，選取非荒漠化、輕度荒漠化、中度荒漠化和重度荒漠化土地4種景觀類型為研究對象[8]，在斑塊類型尺度上選取了5個指數(shù)，即斑塊數(shù)(NP)、最大斑塊指數(shù)(LPI)、周長面積分維數(shù)(PAFRAC)、景觀形狀指標(LSI)、聚集度(AI)，從景觀尺度上選取了6個指數(shù)，即斑塊數(shù)(NP)、最大斑塊指數(shù)(LPI)、周長面積分維數(shù)(PAFRAC)、蔓延度指數(shù)(CONTAG)、多樣性指數(shù)(SHDI)、聚集度(AI)[9]。主要景觀生態(tài)指數(shù)計算公式及其生態(tài)學意義如下：

(1)聚集度指數(shù)(AI)

(3)

式中：AI為聚集度指數(shù)，取值為0～100；gii為i類型斑塊像元毗鄰的數(shù)量。

聚集度指數(shù)(AI)反映景觀組分可能的最大鄰近度，當某一斑塊類型的破碎程度達到最大時，AI為0；隨集聚程度不斷增加，AI值也不斷增大；當景觀中的同類型斑塊聚集成一個緊實的整體時，AI為100[10]。

(2)Shannon 多樣性指數(shù)(SHDI)

(4)

式中：n為景觀中斑塊類型數(shù)；Pk為第k類斑塊占景觀總面積的比例。

當整個景觀只有1個斑塊時，SHDI=0；隨著景觀中斑塊數(shù)的增加及它們面積比重的均衡化，SHDI值增大。該指標對稀有斑塊類型的敏感性較強，特別是對景觀中各斑塊類型非均衡分布狀況較為敏感，即強調(diào)對信息的貢獻，這也是與其他多樣性指數(shù)的不同之處[10]。

(3)蔓延度指數(shù)(CONTAG)

(5)

式中：pi為斑塊類型i在景觀中的面積比重；gik為基于雙倍法的斑塊類型i和斑塊類型k之間的節(jié)點數(shù)；m是景觀中的斑塊類型數(shù)，包括景觀邊界中的斑塊類型。

CONTAG用來度量在給定斑塊類型數(shù)的情況下，實際觀測的蔓延度與蔓延度最大可能值之間的比值。取值范圍為(0，100]，指標描述的是景觀里不同斑塊類型的團聚程度或延展趨勢。一般來說，高蔓延度說明景觀中的某種優(yōu)勢斑塊類型形成了良好的連接性，反之則表明景觀是具有多種要素的密集格局，景觀的破碎化程度較高[10]。

(4)周長面積分維數(shù)(PAFRAC)

(6)

式中：pij為斑塊ij的周長；aij為斑塊ij的面積；ni為景觀內(nèi)斑塊類型i包含的斑塊數(shù)量。

該指標取值范圍為[1，2]，對于1個二維景觀格局來說，分維數(shù)值大于1，意味著它已經(jīng)偏離簡單的幾何形狀，即形狀復雜性增強。當該形狀具有一個簡單的周長時，其值就接近于1；當周長彎曲盤旋時，其值就接近于2[10]。

3 結(jié)果與分析

3.1 荒漠化土地面積變化分析

根據(jù)遙感提取結(jié)果，研究區(qū)水域面積基本保持穩(wěn)定，故未對水域景觀進行分析，僅以荒漠化景觀為研究對象。研究區(qū)各類荒漠化土地面積及變化率見表1。由表1知，研究區(qū)土地總面積1 560 107.97 hm2，1999年荒漠化土地面積998 275.41 hm2，2010年減少到980 160.48 hm2，但占土地總面積的比例依然超過50%，說明荒漠化地貌對整體景觀格局起控制作用，荒漠化形勢不容樂觀。以2010年數(shù)據(jù)為例，研究區(qū)各類荒漠化土地中以輕度荒漠化為主，占荒漠化土地面積的57.74%；其次為中度，占31.28%；重度所占比重較小，僅為10.98%。從荒漠化發(fā)展趨勢來看，1999—2010年荒漠化土地呈減少趨勢，面積減少了18 114.93 hm2，減速為1 646.81 hm2/a，變化率為1.81%。各類荒漠化土地中，中度荒漠化土地面積有所增加，且變化率最大，為7.13%，重度荒漠化及輕度荒漠化土地面積都有所減少。

表1 研究區(qū)各類荒漠化土地面積及變化率

3.2 景觀格局變化分析

3.2.1 景觀水平上景觀格局變化特征

研究區(qū)各景觀水平指數(shù)計算結(jié)果見表2。由表2知，1999—2010年斑塊數(shù)增加了81 380個，說明該區(qū)域景觀破碎化程度加重。最大斑塊指數(shù)下降顯著，說明在景觀破碎化的同時，優(yōu)勢景觀的優(yōu)勢越來越不明顯。周長面積分維數(shù)、蔓延度及聚集度指數(shù)均有所減少，說明該區(qū)域景觀形狀趨于簡單，其中蔓延度減小幅度較大，表明景觀整體的延展程度變小，斑塊連續(xù)性下降、聚集程度降低；多樣性指數(shù)增加，說明區(qū)域景觀的復雜程度增強，整個景觀內(nèi)各類型荒漠化土地所占百分比趨于均勻，區(qū)域景觀整體結(jié)構(gòu)更為均衡?？傮w來說，1999—2010年研究區(qū)在景觀水平上景觀破碎化程度加劇、多樣性增強、景觀形狀趨于簡單。

表2 景觀水平指數(shù)

3.2.2 類型水平上景觀格局變化特征

在類型水平上選取斑塊數(shù)、最大斑塊指數(shù)、周長面積分維數(shù)、景觀形狀指數(shù)、聚集度5個指標對1999—2010年研究區(qū)荒漠化土地景觀格局變化情況進行了分析。

從斑塊數(shù)來看(圖1)，按荒漠化程度由輕到重，1999年各景觀類型的斑塊數(shù)分別為99 492、131 710、120 025、58 884個，2010年分別為134 069、155 071、128 650、73 701個。1999—2010年研究區(qū)各荒漠化景觀類型斑塊數(shù)均有所增加，其中：中度荒漠化景觀斑塊數(shù)量增幅最小，為7.19%；非荒漠化景觀增幅最大，為34.75%；輕度荒漠化景觀增加了17.74%，重度荒漠化景觀增加了25.16%。另外，1999年中度荒漠化景觀斑塊數(shù)多于非荒漠化景觀，而2010年非荒漠化景觀斑塊數(shù)明顯增加，超過了中度荒漠化景觀，成為斑塊數(shù)第二多的景觀類型?？傮w說來，研究區(qū)景觀斑塊數(shù)有所增加，說明景觀趨于破碎，而非荒漠化景觀斑塊數(shù)激增，一定程度上表明新增的非荒漠化景觀不夠連片集中。

圖1 1999、2010年各景觀類型斑塊數(shù)折線圖

從最大斑塊指數(shù)來看(圖2)，1999、2010年各景觀類型的最大斑塊指數(shù)排序相同，從大到小依此為輕度荒漠化景觀、非荒漠化景觀、中度荒漠化景觀和重度荒漠化景觀，1999年分別為12.27、5.17、2.90、0.14，2010年分別為9.18、5.88、2.32、1.34，尤其是輕度荒漠化景觀的最大斑塊指數(shù)明顯高于其他景觀。1999—2010年間，各景觀類型的最大斑塊指數(shù)均有不同程度的變化，輕度荒漠化、中度荒漠化的最大斑塊指數(shù)分別減少了3.09和0.58，非荒漠化和重度荒漠化分別增加了0.71和1.2?？傮w來說，期間研究區(qū)的輕度荒漠化景觀始終為最大斑塊指數(shù)最大景觀，說明輕度荒漠化景觀為研究區(qū)的優(yōu)勢景觀。

圖2 1999、2010年各景觀類型最大斑塊指數(shù)折線圖

從周長面積分維數(shù)來看(圖3)，按荒漠化程度由輕到重，1999年分別為1.42、1.55、1.58、1.42，2010年分別為1.45、1.57、1.54、1.43。1999—2010年間，與其他各類景觀不同，中度荒漠化景觀的分維數(shù)呈下降趨勢，并且變化最明顯，說明總體來說研究區(qū)各景觀類型斑塊形狀變化不大，總體趨于復雜，只有中度荒漠化景觀的斑塊形狀趨于規(guī)整。

圖3 1999、2010年各景觀類型分維數(shù)折線圖

從景觀形狀指數(shù)來看(圖4)，按荒漠化程度由輕到重，1999年分別為333.18、572.21、588.33、299.59，2010年分別為435.07、708.50、588.81、280.62，輕度荒漠化景觀的始終最大，重度荒漠化景觀的始終最小。1999—2010年間，重度荒漠化景觀和中度荒漠化景觀的形狀指數(shù)有小幅減小，其余景觀類型的形狀指數(shù)均呈增加趨勢，其中中度荒漠化景觀的形狀指數(shù)變化最小，非荒漠化景觀的形狀指數(shù)變化最大。這說明在這11年間非荒漠化景觀和輕度荒漠化景觀的斑塊越來越離散，斑塊邊緣逐漸加長。

圖4 1999、2010年各景觀類型形狀指數(shù)折線圖

從聚集度來看(圖5)，按荒漠化程度由輕到重，1999年分別為85.94、77.86、67.04、73.25，2010年分別為81.95、71.77、68.13、74.41。1999—2010年間，中度荒漠化景觀和重度荒漠化景觀的聚集度都有所增強，而非荒漠化景觀和輕度荒漠化景觀聚集度下降，特別是輕度荒漠化景觀下降較為明顯，說明輕度荒漠化景觀存在分散趨勢。

圖5 1999、2010年各景觀類型聚集度折線圖

4 結(jié) 語

采用遙感與地理信息技術，對1999—2010年遼北農(nóng)牧交錯帶區(qū)域的荒漠化進展情況進行研究，獲得了期間土地荒漠化變化特征，并且從景觀生態(tài)學的角度，運用景觀指數(shù)運算軟件對其在景觀尺度和斑塊類型尺度上的景觀格局變化特征進行了分析。結(jié)果表明，1999—2010年研究區(qū)荒漠化土地呈減少趨勢，面積減少了18 114.93 hm2，減速1 646.81 hm2/a；各類荒漠化土地中，只有中度荒漠化土地面積有所增加且變化率最大，重度荒漠化及輕度荒漠化土地面積都有所減少，且輕度荒漠化土地的減少對該時期荒漠化土地的減少起主導作用。研究區(qū)11年間總體荒漠化程度有所下降，特別是重度荒漠化土地的進一步減少說明荒漠化治理收到了成效，生態(tài)環(huán)境有所改善。

在荒漠化格局發(fā)生變化的同時，遼北農(nóng)牧交錯帶的景觀格局變化也非常顯著。1999—2010年，研究區(qū)景觀破碎化程度加劇，斑塊形狀趨于規(guī)整，景觀多樣性有所增強，重度荒漠化景觀趨于穩(wěn)定，中度荒漠化景觀雖然面積上有所增加，但斑塊形狀趨于規(guī)整，不易受其他景觀類型感染。在各類景觀類型中，輕度荒漠化景觀的斑塊數(shù)最多，對于遼北農(nóng)牧交錯帶的景觀破碎程度具有重要影響；最大斑塊指數(shù)始終最大，為研究區(qū)的優(yōu)勢景觀；2010年，其分維數(shù)和斑塊形狀指數(shù)也最大，斑塊形狀最為復雜、最不規(guī)則，最易受周圍景觀類型的影響，因此加強對輕度荒漠化土地的控制和治理對于緩解研究區(qū)荒漠化現(xiàn)狀有重要意義。

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