郭澤呈,魏 偉,*,龐素菲,李振亞,周俊菊,頡斌斌

1 西北師范大學地理與環(huán)境科學學院, 蘭州 730070 2 蘭州城市學院城市經濟與旅游文化學院, 蘭州 730070

生態(tài)脆弱性是指在特定的時間和空間尺度上,相對于外界擾動影響具有感知性和恢復力,是生態(tài)系統(tǒng)自身固有的屬性,受外界干擾因素的影響下表現出來[1]。近年來,隨著社會經濟的高速發(fā)展,人類社會活動同生態(tài)環(huán)境之間的矛盾日益突出,人類對自然資源的不合理利用,工農業(yè)發(fā)展帶來的污染等給周邊生態(tài)平衡造成破壞[2],有關生態(tài)脆弱性以及脆弱性評估的研究逐漸成為全球性研究熱點,受到國內外眾多學者的關注[3- 4]。尤其在國內,眾多學者從不同區(qū)域、不同尺度和不同方法的角度展開了大量的研究工作,如王讓會等[1]從景觀生態(tài)學角度,選取10個綜合性敏感因子,采用生態(tài)脆弱性指數評價法對塔里木河流域生態(tài)敏感性及恢復力進行了分析；陳群利等[5]從自然、社會和水土流失景觀格局三方面著手,選取13個評價指標構建生態(tài)脆弱性評價指標體系,采用集對分析(SPA)方法對貴州省畢節(jié)地區(qū)生態(tài)脆弱性進行了分析；徐慶勇等[6]利用遙感技術,結合空間主成分分析和層次分析法,對晉北地區(qū)進行生態(tài)脆弱性評價,為晉北地區(qū)合理調控人類活動,保護和治理生態(tài)環(huán)境提供一定的依據；王志杰等[7]則基于“壓力-狀態(tài)-響應”評價模型框架,利用空間主成分分析對南水北調中線漢中市水源地生態(tài)脆弱性進行了定量評價。從上述研究成果來看,區(qū)域生態(tài)脆弱性評價不僅從宏觀層面上了解區(qū)域的生態(tài)脆弱現狀以及分布特征,而且有助于生態(tài)治理措施的合理實施和脆弱生態(tài)環(huán)境的長期保護。但從評價的指標體系數據源來看,多以氣象、遙感,數字高程模型等數據為主,部分研究也涉及了遙感數據與地理空間數據相結合的方法計算生態(tài)脆弱性,但充分利用遙感模型和遙感指數從流域層面上,尤其在干旱地區(qū)利用遙感指標對其進行深入分析,這部分成果相對較少。此外,利用傳統(tǒng)方法,由于主觀因素影響,在構建指標體系時將選取的指標全部納入評價模型中,從而忽視評價指標間是否具有高相關性,造成評價結果的不確定性,其可靠度并不高[8]。因此,從目前關于生態(tài)脆弱性的綜合評價來看,借助遙感數據構建多指標綜合評價模型,不但能夠客觀、快速的分析其現狀空間分布特征,而且亦可分析其時空變化規(guī)律,其結果不受主觀影響,可信度較高。

石羊河流域地處黃土、青藏和蒙新三大高原的交匯過渡帶,是生態(tài)脆弱和環(huán)境變化敏感的流域之一[9],今年來生態(tài)問題日益突出,成為我國干旱區(qū)內陸河流域生態(tài)退化的典型區(qū)域[10],受到了社會各界的廣泛關注。基于此,本文重點在于以典型的西北干旱內陸河流域——石羊河流域為研究對象,以徐涵秋提出的新型遙感生態(tài)指數(RSEI)[11]為基礎,選取其基于遙感的綠度、濕度、熱度和干度指標作為研究流域的評價指標,采用空間主成分分析便捷、快速地對石羊河流域2000—2016年的生態(tài)脆弱性進行定量的評價,以可視化形式展現該流域生態(tài)脆弱性的時空分布特征；同時利用這些指標來研究影響石羊河流域生態(tài)脆弱性演變的重要因素,用以揭示該流域生態(tài)脆弱性時空演變規(guī)律,旨在為該流域的生態(tài)脆弱性保護及治理提供理論基礎和決策依據。

1 研究區(qū)與數據源

1.1 研究區(qū)概況

石羊河流域位于甘肅省河西走廊東部,烏鞘嶺以西,祁連山北麓,東南與甘肅省白銀、蘭州兩市相接,西北與甘肅省張掖市毗鄰,西南緊靠青海省,東北與內蒙古自治區(qū)接壤,屬河西走廊三大內陸河流域之一,介于東經101°41′—104°16′,北緯36°29′—39°27′之間。流域的行政區(qū)劃包括張掖市肅南裕固族自治縣和山丹縣的部分地區(qū),武威市的古浪縣、涼州區(qū)、民勤縣全部及天?？h部分,金昌市的永昌縣及金川區(qū)全部以及白銀市景泰縣的少部分地區(qū),共涉及4市9縣,流域總面積約40578平方公里。石羊河流域深居大陸腹地,海拔1000—5000m,屬大陸性溫帶干旱氣候,具有太陽輻射較強、日照充足、溫差大、降水少、蒸發(fā)強烈以及空氣干燥的氣候特點。流域內土壤、植被類型分布因受氣候、水文和地形等自然條件的影響,形成了明顯的土壤-植被垂直帶譜[12]。

1.2 數據源與預處理

論文采用的數據包括：數字高程模型(DEM)數據和遙感影像數據。數字高程模型(DEM)數據的空間分辨率為30m×30m,用于提取石羊河流域的海拔等信息；遙感影像數據為地理空間數據云網站(http://www.gscloud.cn/)提供的2000年Landsat TM影像和2016年Landsat OLI影像,空間分辨率均為30m。在數據處理時利用ENVI5.1軟件分別對各時期每幅影像進行輻射定標,將各幅影像的像元值轉換成傳感器處的反射率；使用FLAASH絕對大氣校正對各幅影像進行校正,以減少不同時期影像在光照、大氣等條件產生的差異,并分別對不同時期影像進行無縫鑲嵌,囊括研究區(qū)域的所有范圍；最后通過石羊河流域邊界對所有影像進行裁剪,并采用二次多項式和最鄰近像元法對不同時相影像間配準,配準的均方根誤差應小于0.5個像元內,滿足本次研究對數據精度的要求。

2 研究方法

2.1 評價指標計算

2.1.1濕度指標(Wet)

纓帽變換的亮度、綠度、濕度分量與生態(tài)質量密切相關[13- 14]。其中,濕度分量可反映研究區(qū)域土壤和植被的濕度狀況。因此,本文采用濕度分量來代表濕度指標?；贚andsat TM和Landsat OLI反射率影像數據的公式分別為[15-16]：

WetTM=0.0315ρB+0.2021ρG+0.3102ρR+0.1594ρNIR-0.6806ρSWIR1-0.6109ρSWIR2

(1)

WetOLI=0.1511ρB+0.1972ρG+0.3283ρR+0.3407ρNIR-0.7117ρSWIR1-0.4559ρSWIR2

(2)

式中：ρB、ρG、ρR、ρNIR、ρSWIR1、ρSWIR2分別為TM和OLI的藍、綠、紅、近紅外、短波紅外1、短波紅外2波段的反射率數據。

2.1.2綠度指標(NDVI)

植被是反映區(qū)域生態(tài)質量好壞極其重要的因素。歸一化植被指數(Normalized difference vegetation index, NDVI)是應用最廣泛的植被指數,能良好地反映植物生物量、葉面積指數與植被覆蓋度之間的關系[17]。因此,可選用NDVI作為本文的綠度指標,其公式為：

NDVI=(ρNIR-ρR)/(ρNIR+ρR)

(3)

式中：ρNIR、ρNIR分別為TM5與OLI8的紅和近紅外波段的反射率數據。

2.1.3干度指標(NDSI)

研究流域的城市用地會對周邊生態(tài)產生一定的影響,造成地表的“干化”,對生態(tài)產生負面影響,這里選用建筑指數(IBI)來表示[18]; 而研究流域內有大面積的荒漠區(qū),其大面積的裸露土地是整個研究流域的重要的生態(tài)弊病,這里選用裸土指數(SI)來表達研究流域的裸露狀態(tài)[19]。最終干度指標是由建筑指數(IBI)和裸土指數(SI)合成,記為NDSI[11],其計算公式為：

IBI={2ρSWIR1/(ρSWIR1+ρNIR)-[ρNIR/(ρNIR+ρR)+ρG/(ρG+ρSWIR1)]}/{2ρSWIR1/(ρSWIR1+ρNIR)+

[ρNIR/(ρNIR+ρR)+ρG/(ρG+ρSWIR1)]}

(4)

SI=[(ρSWIR1+ρR)-(ρB+ρNIR)/(ρSWIR1+ρR)+(ρB+ρNIR)]

(5)

NDSI=(IBI+SI)/2

(6)

式中：ρG、ρB、ρR、ρNIR、ρSWIR1分別為TM和OLI綠、藍、紅、近紅外和短波紅外1波段的反射率數據。

2.1.4熱度指標(LST)

熱度指標采用地表溫度[11]表達,地表溫度與植被和水資源關系密切。本文選取Landsat用戶手冊的模型[20-21]計算出亮溫,再通過地表比輻射率[22]校正后,獲得地表溫度,其公式為：

L=gain×DN+bias

(7)

Tb=K2/ln(K1/L+1)

(8)

LST=Tb/[1+(λTb/ρ)lnε]

(9)

式中：L為TM熱紅外6波段和OLI熱紅外10波段輻射亮度值；DN為TM熱紅外6波段和OLI熱紅外10波段像元值；gain為熱紅外波段增益值,bias為熱紅外波段偏置值,而gain和bias值可從影像的頭文件中獲取[23]；Tb為傳感器處溫度值,即亮溫；K1和K2為傳感器處的定標參數。其中,TM處,K1=607.76W/(m2·sr·μm),K2=1260.56K,OLI處,K1=774.89W/(m2·sr·μm),K2=1321.08K；λ為熱紅外波段波長；ρ=1.4380×104μm K；ε為地表比輻射率。

2.2 評價指標的標準化

各評價指標具有不同的性質,其量綱不同,無法直接進行生態(tài)脆弱性的評價,因此,必須對各評價指標進行標準化處理,以解決指標間無法直接比較的矛盾。本文選取的四個指標根據對生態(tài)脆弱性的貢獻可分為正向指標和逆向指標。正向指標代表指標值越大,其生態(tài)脆弱性越高; 逆向指標則反之。其中,正向指標包括干度和熱度,逆向指標包括綠度和濕度。指標標準化則采用極差標準化的方法,其公式為[7-8]：

正向指標：

(10)

逆向指標：

(11)

式中：SIi表示第i指標的標準化值,其值域范圍為0—10；Ii為第i指標的實際值；Imax為第i指標的最大值；Imin為第i指標的最小值。

2.3 生態(tài)脆弱性綜合評價模型

在眾多的生態(tài)脆弱性評價方法中,空間主成分分析法(SPCA)是通過對特征光譜空間坐標軸的旋轉,將相關的多變量空間數據轉化為少數幾個不相關的綜合指標,實現用較少的綜合指標最大限度的保留原來較多變量所反映的信息。當累計方差貢獻率大于或等于85%,就能代表絕大多數的有關信息[24]。采用空間主成分分析法并不需要人為的確定各個指標的權重,可以避免因人為因素而造成最終結果的偏差。本文在ENVI 5.1軟件平臺上,將評價指標體系中標準化后的綠度、濕度、干度和熱度四個評價指標進行空間主成分分析,計算出生態(tài)脆弱性評價指數(EVI)。其計算公式為[7-8]：

EVI=r1Y1+r2Y2+r3Y3+···+rnYn

(12)

式中：EVI為生態(tài)脆弱性指數；ri為第i個主成分；Yi為第i個主成分的貢獻率。

為進行生態(tài)脆弱性指數(EVI)的對比和度量,因此對EVI進行標準化處理,其處理公式為:

(13)

式中：SIEVI為生態(tài)脆弱性指數的標準化值,值域范圍為0—10；EVIi為生態(tài)脆弱性指數實際的值；EVImax和EVImin為生態(tài)脆弱性指數的最大值和最小值。

根據空間主成分分析原理,由公式(12)和表2得出石羊河流域生態(tài)脆弱性評價反演模型：

EVI2000=0.8854×PC1+0.0859×PC2+0.0220×PC3

(14)

EVI2016=0.8592×PC1+0.1162×PC2+0.0209×PC3

(15)

式中：EVI2000和EVI2016分別為2000年和2016年的生態(tài)脆弱性指數；PC1—PC3為原始空間變量進行主成分變換后的前3個主成分因子。2000年和2016年前3個主成分因子的累計貢獻率均達到99%,而兩年的第4主成分因子經對比后發(fā)現,其表述的信息與實際生態(tài)脆弱性現狀并不符合,大部分信息為噪聲,因此可以忽略不計。

表1 空間主成分分析結果

2.4 生態(tài)脆弱性分級及生態(tài)脆弱性整體指數

通過ArcGIS 10.2 中的Raster Calculator工具獲取研究流域2000和2016年生態(tài)脆弱性指數的空間分布。根據現有的生態(tài)脆弱性評價的分級標準[7-8],結合研究流域的流域特征,將研究流域生態(tài)脆弱性(EVI)分成5個等級: I:微度脆弱(0—2), II:輕度脆弱(2—4),II:中度脆弱(4—6),IV:強度脆弱(6—8),V:重度脆弱(8—10)。同時為了研究不同年份在不同空間單元下的生態(tài)脆弱性狀況的整體差異狀況,本文采用生態(tài)脆弱性整體指數(Ecological vulnerability body index, EVBI)進行分析,其計算公式[8]為：

(16)

式中：EVBI為生態(tài)脆弱性差異指數,Pi為第i類生態(tài)脆弱等級值,這里為1—5；Ai為第i類脆弱性等級的面積；S為研究區(qū)域總面積。

2.5 生態(tài)脆弱性時空演變格局提取

利用ArcGIS 10.2 中的Raster Calculator工具進行運算,將2000年和2016年的生態(tài)脆弱性分級圖進行空間疊加,提取生態(tài)脆弱性變化動態(tài)圖斑[25],運算公式為：

CodeClassification_2000—2016=10×CodeClassification_2000+CodeClassification_2016

(17)

式中：CodeClassification_2000—2016為生態(tài)脆弱性分級變化類型代碼；CodeClassification_2000和CodeClassification_2016分別為5種生態(tài)脆弱性等級類型代碼(1—5),其中1—5分別代表微度、輕度、中度、強度和重度脆弱。因此,在運算后的生態(tài)脆弱性分級變化類型代碼中,十位數為2000年生態(tài)脆弱性分級類型,而個位數為2016年生態(tài)脆弱性分級類型,CodeClassification_2000—2016所代表的含義為2000年生態(tài)脆弱性分級類型轉變成2016年生態(tài)脆弱性分級類型(如12指2000年的微度脆弱類型轉變?yōu)?016年的輕度脆弱類型)。

2.6 生態(tài)脆弱性不同海拔梯度下的空間分布及時空演變格局提取

石羊河流域地勢南高北低,自西南向東北傾斜,地貌類型多樣,從南到北,依次經過祁連山地、平原走廊、低山丘陵和荒漠區(qū),相對高差達3900m以上[12]。不同海拔梯度上,其溫度特征、植被覆蓋、水源涵養(yǎng)以及地表裸露等都具有明顯的差異,生態(tài)脆弱程度也存在著差異。因此,有必要研究石羊河流域在不同海拔梯度下的生態(tài)脆弱性垂直地帶性差異。

基于石羊河流域海拔分布特征,依據陳志明等[26]根據國家DTM數據進行高程頻數統(tǒng)計得到的地貌類型劃分標準,即可將石羊河流域地貌類型劃分成3種：中山(海拔1000—2000m)、高中山(海拔2000—3000m)和高山(海拔>3000m)。將石羊河流域生態(tài)脆弱性分級評價結果與海拔分級圖疊加[25],即可獲得不同海拔梯度下各脆弱性等級的空間分布狀況。其運算公式為：

EEVI=10×ElevationClassification+EVIClassification

(18)

式中：EEVI為不同海拔梯度下各脆弱性等級分布； ElevationClassification為海拔分級結果；EVIClassification為生態(tài)脆弱性分級結果。

為研究2000年和2016年兩期在不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性分級變化狀況,利用ArcGIS 10.2 中的Raster Calculator工具進行運算,將不同海拔梯度下2000年和2016年生態(tài)脆弱性等級分布圖進行空間疊加[25],其運算公式為：

CodeEEVI_2000—2016=100×CodeEEVI_2000+CodeEEVI_2016

(19)

式中： CodeEEVI_2000—2016為不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性分級類型變化代碼,CodeEEVI_2000和CodeEEVI_2016分別為不同海拔梯度下15種生態(tài)脆弱性分級原代碼(11—35)。其中,千位數和十位數代表3種海拔分級代碼(1—3分別代表中山、高中山和高山；百位數和個位數為生態(tài)脆弱性等級類型代碼(1—5分別代表微度、輕度、中度、強度和重度脆弱)。CodeEEVI_2000—2016代表不同海拔梯度下2000年生態(tài)脆弱性類型轉變成2016年生態(tài)脆弱性類型 (如1112指地貌類型為中山,2000年的微度脆弱類型轉變成2016年的輕度脆弱類型)。

3 結果與分析

3.1 生態(tài)脆弱性指標變化特征

表2是各年份4個指標的統(tǒng)計值。統(tǒng)計結果表明,17年間,石羊河流域的濕度和綠度指標呈上升的趨勢,均值分別從2000年的-0.29、0.22上升到2016年的-0.15、0.27,增幅分別為48.3%、22.7%,證明該流域水源涵養(yǎng)能力變好；植被覆蓋也呈逐年增加的趨勢；干度指標有所下降,均值由2000年的0.09下降到2016年的0.06,減幅為33.3%,表明該流域地表裸露程度有所降低；而與植被和水資源關系密切的地表溫度呈逐年上升趨勢,其均值從2000年的37.40上升到2016年的39.33,增幅為0.05%,說明該流域水熱平衡差異進一步增加,對未來生態(tài)脆弱性影響顯著。從生態(tài)脆弱性指標空間分布圖可大致看出其空間分布(圖1),17年間,人工綠洲及周邊地區(qū)的植被覆蓋和土壤濕度狀況有所好轉,而祁連山區(qū)有一定的萎縮現象；地表裸露狀況在城鎮(zhèn)和祁連山區(qū)有所擴張,而荒漠區(qū)地表裸露狀況有所減緩；流域的地表溫度在整體空間分布上呈逐年上升的趨勢。

3.2 石羊河流域生態(tài)脆弱性整體特征

通過對上述指標進行生態(tài)脆弱性評價模型的計算,反演出不同年份生態(tài)脆弱性等級空間分布,以此來進行研究流域生態(tài)脆弱性的時空演變。從整體上看,該流域的生態(tài)脆弱性整體指數(EVBI)從2000年的3.47下降到2016年的3.39,增幅不大。整個流域生態(tài)脆弱性以中度脆弱和強度脆弱為主。圖2是2000年和2016年各生態(tài)脆弱等級面積分布狀況。2016年,石羊河流域微度、輕度、中度、強度和重度脆弱區(qū)的面積分別為2493.90 km2、5845.84 km2、6496.70 km2、24661.61km2和1080.79 km2,微度、輕度脆弱區(qū)面積比2000年分別增加815.13 km2和61.35 km2；強度脆弱區(qū)面積比2000年增加2962.50 km2；中度、重度脆弱區(qū)面積比2000年分別減少1615.67 km2、2223.30 km2。在空間分布上(圖3), 2000年和2016年的石羊河流域大部分區(qū)域生態(tài)脆弱性處于強度脆弱水平,人工綠洲以及祁連山地區(qū)多為中度脆弱及以下水平,而重度脆弱區(qū)主要位于中東部的荒漠區(qū)。這主要因為石羊河流域深居大陸腹地,氣候干燥,水資源匱乏,植被覆蓋較少,大部分區(qū)域處于沙漠化狀態(tài),其生態(tài)脆弱程度較高。為進一步探究石羊河流域生態(tài)脆弱等級17年間隨時間推移的空間變化狀況,由公式(15)計算獲得生態(tài)脆弱性時空演變格局(圖4),統(tǒng)計出17年間不同生態(tài)脆弱等級面積轉移矩陣(表3)。從表3中可知,17年間各類生態(tài)脆弱性等級面積轉移的總和為10117.30 km2。2000年,微度脆弱主要轉向輕度脆弱,轉移面積為582.05 km2；輕度脆弱主要轉向微度和中度脆弱,轉移面積分別為1023.61 km2和1275.20 km2；中度脆弱主要轉向輕度和強度脆弱,轉移面積分別為1505.46 km2和2070.34 km2；強度脆弱主要轉向中度脆弱,轉移面積為932.26 km2；重度脆弱主要轉向強度脆弱,轉移面積為2218.63 km2；2016年新增的微度脆弱面積主要由輕度脆弱轉化而來,轉化面積占微度脆弱新增面積的70.2%；輕度脆弱面積主要由中度脆弱轉化而來,轉化面積占比為60.8%；中度脆弱面積主要由輕度脆弱面積轉化而來,轉化面積占比為55.6%；強度脆弱面積主要由重度脆弱面積轉化而來,轉化面積占比為50.3%；重度脆弱面積主要由強度脆弱轉化而來,轉化面積占比為99.5%。17年間,微度、輕度脆弱區(qū)的新增面積分別為1458.31km2和2474.88 km2。在空間變化上,人工綠洲以及周邊地區(qū)生態(tài)脆弱性向低脆弱性轉移,生態(tài)有所改善,沙漠化治理取得一定成效[27]；但是,因城鎮(zhèn)擴張、祁連山區(qū)人類過度開采資源等導致城鎮(zhèn)及祁連山地區(qū)生態(tài)有所萎縮,生態(tài)脆弱性向高脆弱性轉移。研究區(qū)內生態(tài)脆弱性總體上降低面積大于增高面積,從側面反映出該流域生態(tài)往良好方向發(fā)展。

表2 各年份4個指標的統(tǒng)計值

圖2 石羊河流域生態(tài)脆弱性等級面積分布 Fig.2 Area distribution of ecological vulnerability levels in Shiyang River Basin

圖3 石羊河流域生態(tài)脆弱性等級空間分布Fig.3 Spatial distribution of ecological vulnerability levels in Shiyang River Basin

圖4 石羊河流域生態(tài)脆弱性時空演變格局Fig.4 Spatiotemporal evolution pattern of EVI in Shiyang River Basin

脆弱性等級Vulnerability level2016微度脆弱Slight vulnerability 輕度脆弱Lightvulnerability中度脆弱Moderatevulnerability強度脆弱Strongvulnerability重度脆弱Heavyvulnerability2000年總計Total of 20002000年轉移量Reduction of 20002000微度脆弱Slight vulnerability1035.58 582.05 49.81 11.33 0.00 1678.77 643.19 輕度脆弱Light vulnerability1023.61 3370.96 1275.20 114.66 0.06 5784.49 2413.53 中度脆弱 Moderate vulnerability332.91 1505.46 4203.33 2070.34 0.34 8112.37 3909.05 強度脆弱Strong vulnerability90.51 354.33 932.26 20246.64 75.37 21699.11 1452.47 重度脆弱Heavy vulnerability11.29 33.04 36.11 2218.63 1005.02 3304.09 2299.07 2016年總計Total of 20062493.90 5845.84 6496.70 24661.61 1080.79 40578.83 -2016年新增量Increment of 20161458.31 2474.88 2293.37 4414.97 75.77 -10117.30

3.3 石羊河流域不同海拔梯度上生態(tài)脆弱性時空演變特征

圖5 不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性等級面積分布Fig.5 Area distribution of ecological vulnerability levels in different elevations

圖5和圖6為17年間石羊河流域在不同海拔梯度上生態(tài)脆弱性等級的面積及空間分布情況。該流域生態(tài)脆弱性最高的海拔梯度為中山區(qū)(1000—2000m),2000和2016年生態(tài)脆弱性整體指數(EVBI)分別為3.88和3.72,高于各年份EVBI值的整體狀況(2000年為3.47,2016年為3.39),生態(tài)脆弱性等級空間分布以強度脆弱為主(面積占比分別為71.13%和77.69%),主要分布在大面積的荒漠區(qū)；高中山區(qū)(2000—3000m)次之,2000年和2016年的EVBI值分別為2.98和3.04,生態(tài)脆弱性等級空間分布以中度脆弱和強度脆弱為主(面積占比分別為53.80%、24.52%和37.76%、37.15%),這是由于在該海拔梯度下的祁連山山區(qū)受人類活動的干擾,地表裸露程度有所增大,抗外界干擾能力和自我恢復能力有所下降,生態(tài)脆弱性有所增高；而高山區(qū)(>3000m)生態(tài)脆弱性等級較低,2000年和2016年的EVBI值分別為1.88和2.03,生態(tài)脆弱性等級空間分布以輕度脆弱為主(面積占比分別為60.54%和52.95%),明顯小于其他海拔梯度和整體的生態(tài)脆弱水平。

圖6 不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性等級空間分布Fig.6 Spatial distribution of EVI in different elevations

為獲取在不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性等級的變化情況,由公式(19)得到17年間不同海拔梯度下生態(tài)脆弱性等級變化的空間分布(圖7),統(tǒng)計其面積轉移矩陣(表4)。統(tǒng)計結果表明,中山區(qū)呈現生態(tài)脆弱性從較高等級向較低等級轉換的趨勢,以微度、輕度脆弱增長,重度脆弱降低為主,2016年微度、輕度脆弱新增面積(分別為747.20 km2和1293.07 km2)大于2000年轉移面積(分別為87.96 km2和913.11 km2),而2016年重度脆弱新增面積(75.22 km2)小于2000年轉移面積(2299.92 km2)；高中山區(qū)和高山區(qū)則呈現生態(tài)脆弱性等級向高脆弱等級方向發(fā)展的趨勢,高中山區(qū)以強度脆弱增長為主,2016年強度脆弱新增面積(1390.81 km2)大于2000年轉移面積(275.78 km2)；高山區(qū)以中度脆弱增長,微度、輕度脆弱降低為主。2016年中度脆弱新增面積(613.50 km2)大于2000年轉移面積(199.71 km2)；2016年微度、輕度脆弱新增面積(311.67 km2和558.12 km2)小于2000年轉移面積(447.57 km2和886.35 km2)。從空間分布上也可得到相同的規(guī)律,中山區(qū)生態(tài)脆弱性降低的主要原因在于綠洲擴張和沙漠化的有效治理,而其中部分地區(qū)由于城鎮(zhèn)化進程加快導致輕度、中度脆弱往中度、強度脆弱轉移；高中山區(qū)和高山區(qū)生態(tài)脆弱性升高與人類過度的開發(fā)礦產資源、部分水電設施違法建設和運行等因素有關。

圖7中變化類型為無變化,其為三種地貌類型在2000—2016年各生態(tài)脆弱性等級未發(fā)生變化的總和,面積為29865.02km2

3.4 石羊河流域各縣區(qū)生態(tài)脆弱性差異

圖8 石羊河流域各縣區(qū)生態(tài)脆弱性整體指數Fig.8 EVBI of each county in Shiyang River Basin

根據石羊河流域各縣區(qū)的生態(tài)脆弱性整體指數(EVBI)進一步比較2000年和2016年生態(tài)脆弱性的空間差異性(圖8)。結果表明,2016年較2000年相比,金川區(qū)、涼州區(qū)、永昌縣、民勤縣和古浪縣的EVBI值呈下降趨勢,其中民勤縣的降幅最大,從2000年的3.95下降到2016年的3.83,下降了0.12,說明從2001年起的一系列生態(tài)治理的政策和措施使得民勤縣生態(tài)脆弱性有所降低,植被覆蓋增多,水源涵養(yǎng)變好,沙漠化程度得到一定的遏止。但兩個年份中金川區(qū)、涼州區(qū)、永昌縣、民勤縣和古浪縣的EVBI值均大于3,生態(tài)脆弱性處于中度偏高水平,除了各縣區(qū)內有一定的荒漠區(qū)影響生態(tài)脆弱水平外,各縣區(qū)建設用地增多、人口流動大、人類活動頻繁等也是導致一定程度上區(qū)域內生態(tài)脆弱性增高的原因。而流域內的天?？h和肅南縣生態(tài)脆弱性處于輕度偏低水平,EVBI值呈上升趨勢,分別由2000年的1.96、2.25上升到2016年的2.05、2.43。天?？h和肅南縣位于祁連山區(qū),與人類過多的干擾活動有關,導致植被覆蓋,水源涵養(yǎng)能力和礦產資源儲存等受到一定的影響,生態(tài)問題日漸突出,因此今后應需加強生態(tài)脆弱性的治理和恢復。

4 討論

4.1 生態(tài)脆弱性評價指標體系與評價方法選取的合理性

由于多光譜影像具有多波段和相關性較強的特征,導致多光譜影像內部信息的冗余度較高[28]。因此基于遙感影像計算的指數間可能存在信息冗余,不僅計算量增多,而且會直接影響評價結果的精確性。本文在構建指標體系時,想在不受人為因素和主觀條件約束情況下,通過遙感模型和指數,客觀和快速的評價研究流域在17年間生態(tài)脆弱性變化及空間演變規(guī)律,經過慎重篩選最終選擇了徐涵秋提出的新型遙感生態(tài)指數(RSEI)的指標體系[11],其可以良好的反映研究流域植被覆蓋、土壤濕度、地表裸露和地表溫度狀況,而且該指標體系間不存在較明顯的相關性[29]；而本文所選用的空間主成分分析法本身就具有去除各指標間一定的相關性,降低數據冗余的作用[11,30]。為驗證各指標的相關性,本文以2016年為例,對各指標進行共線性診斷[8]。常用的共線性診斷指標主要有兩個：方差膨脹因子(VIF)和容忍度(TOL)。這兩個指標互為倒數,當VIF>10 (即TOL<0.1) 時,表明所選指標的多元共線性較為嚴重。在ArcGIS 10.2中,采用3km×3km的格網貫穿全影像的方法,共均勻生成研究區(qū)4523個點,然后分別利用這些點讀取各指標與EVI的值,利用SPSS 21.0計算出各指標的VIF與TOL(表5)。 從計算結果可以看出,各指標的VIF均小于10,TOL均大于0.1,表明各指標間不存在明顯的相關性。綜上所述,本文選取綠度、濕度、干度和熱度作為評價指標體系,空間主成分分析法作為評價方法是可取的。

表5 多元共線性診斷結果

4.2 石羊河流域生態(tài)脆弱性的演變動因

為進一步探究石羊河流域生態(tài)脆弱性的時空演變規(guī)律,本文引入地理探測器[31]作為分析工具,用以診斷出生態(tài)脆弱性的主導影響因素。地理探測器包括4個探測器：風險探測器、因子探測器、生態(tài)探測器與交互作用探測器。而利用其中的因子探測器可探測某因子是否是形成生態(tài)脆弱性時空分布格局的原因以及在多大程度上解釋了生態(tài)脆弱性的空間分異機理[31]。具體做法是以生態(tài)脆弱性指數(EVI)作為因變量,將選取的4個指標作為自變量因子,將自變量進行分層,由數值量轉為類型量,2000和2016年各指標均采用自然斷點法分成5類,代表不同程度的生態(tài)脆弱性類型；然后在ArcGIS 10.2中,采用3km×3km的格網貫穿全影像的方法,共均勻生成研究區(qū)4523個點,將因變量值和自變量值過格網點匹配起來,進行因子探測分析[32],得出各因子對生態(tài)脆弱性指數(EVI)的影響力值(q值,q值越大表示該因子對生態(tài)脆弱性指數(EVI)的影響越大)和因子解釋力值 (p值,p值越大表示該因子對生態(tài)脆弱性指數(EVI)的解釋力越小)[33]。分析結果顯示(表6): 2000和2016年的p值均為0,4個因子對石羊河流域生態(tài)脆弱性的解釋力都很充足；q值均大于0.5,4個因子對石羊河流域生態(tài)脆弱性的影響均為顯著。從生態(tài)脆弱性隨時間的演變過程來看,2016年較2000年相比,4個因子的q值均有不同程度的變化,說明17年間,4個因子對石羊河流域生態(tài)脆弱性演變的影響程度存在波動變化的趨勢；從生態(tài)脆弱性主導影響因子角度來看,2016年較2000年相比,在q排序中,干度較其他因子對生態(tài)脆弱性變化的影響程度有所提升,而濕度有所下降。其主要原因是由于石羊河流域濕度含量的增長,促使植被覆蓋增多,植被對流域生態(tài)脆弱性的影響變大；植被覆蓋的多少在一定程度上抑制地表溫度對生態(tài)脆弱性的影響,因此地表溫度的q值有所減小；干度q值變大主要受城市擴張和祁連山生態(tài)破壞導致在部分空間分布上地表裸露程度變大的影響。針對影響因子存在的復雜耦合關系對石羊河流域生態(tài)脆弱性在不同的地理單元上產生的明顯空間分異特征,當地政府應從政策制度上完善健全,落實各方責任,協(xié)調當地居民經濟發(fā)展與生態(tài)脆弱性治理的平衡,采取正確、適當的措施與方法抑制生態(tài)脆弱性向更為脆弱的方向發(fā)展,加快石羊河流域生態(tài)治理的步伐,鞏固生態(tài)治理建設的成果,才能從根源上去治理石羊河流域脆弱的生態(tài)環(huán)境。

4.3 研究結果的不足

考慮到生態(tài)脆弱性評價具有的綜合性、復雜性和不明確性等特點,而目前的評價方法尚不能做到全面、科學和客觀的評價。因此,本研究也只是在總結前人研究成果的基礎上,以干旱內陸河流域獨特的自然條件為依據,“綠”、“濕”作為干旱內陸河流域生態(tài)脆弱性的主要決定因素,而“干”、“熱”為干旱內陸河流域主要生態(tài)脆弱特征,利用這四個方面結合遙感和評價模型對石羊河流域生態(tài)脆弱性進行宏觀、快速和客觀評價,揭示其生態(tài)脆弱性的演變動因,不僅為石羊河流域生態(tài)脆弱性治理提供一定的參考價值,而且對干旱內陸河流域生態(tài)脆弱性評價提供一定的思路和借鑒。本文的主要目的是通過遙感指數思想,試圖探索出一種利用客觀評價模型對干旱內陸地區(qū)生態(tài)脆弱性評價的方法。但在指標體系的確定上,本文仍存在一些不足：干旱內陸河流域生態(tài)脆弱性變化是一個十分復雜的問題,涉及自然、生態(tài)、社會經濟、人類活動等各個方面,不可能用1個或幾個指標來完全表征,而本研究只考慮了自然因素對石羊河流域生態(tài)脆弱性的影響。要想更加科學、全面的反映石羊河流域生態(tài)脆弱性時空變化規(guī)律仍需進一步的探索與研究。

表6 石羊河流域4個影響因子的地理探測結果

5 結論

本文基于流域的生態(tài)特征和遙感的快速、客觀、宏觀和大面積觀測特點,選取濕度、綠度、干度和熱度等4個指標構建生態(tài)脆弱性的評價指標體系,運用空間主成分分析法(SPCA),對石羊河流域生態(tài)脆弱性狀況和時空特征進行分析。得到以下結論：

(1) 從各遙感指數空間分布來看,濕度和綠度指標在17年間呈增加趨勢,證明該流域水源涵養(yǎng)能力變好,植被覆蓋率變大；干度指標值有所下降,表明該流域地表裸露程度有所降低；而與植被和水資源關系密切的地表溫度呈逐年上升趨勢,說明該流域水熱平衡差異進一步增加,對未來生態(tài)脆弱性影響顯著；

(2) 從全流域生態(tài)脆弱性時空演變特征來看,該區(qū)域主要以強度和中度脆弱為主,高脆弱區(qū)主要分布在荒漠和城鎮(zhèn)區(qū),低脆弱區(qū)主要位于人工綠洲和祁連山地區(qū)。17年間生態(tài)脆弱性整體上呈緩慢降低趨勢；

(3) 從不同的海拔生態(tài)脆弱性分布來看,中山區(qū)(1000—2000m)最高,以強度脆弱為主；高中山區(qū)(2000—3000m)次之,以中度和強度脆弱為主；高山區(qū)(>3000m)最低,以輕度脆弱為主。17年間中山區(qū)生態(tài)脆弱性有所下降,而高中山與高山區(qū)卻呈上升的趨勢；

(4) 從不同的行政區(qū)劃生態(tài)脆弱性分布來看,金川區(qū)、涼州區(qū)、永昌縣、民勤縣和古浪縣處于中度和強度脆弱水平,17年間生態(tài)脆弱性呈逐漸下降的趨勢；而天?？h和肅南縣整體處于輕度和微度脆弱水平,17年間生態(tài)脆弱性呈逐漸上升趨勢。

(5) 從生態(tài)脆弱性的演變動因來看,4個指標對石羊河流域生態(tài)脆弱性影響均為顯著。2000年生態(tài)脆弱性的主導影響因子依次為熱度>濕度>綠度>干度；2016年生態(tài)脆弱性的主導影響因子依次為熱度>干度>綠度>濕度。