淮河干流岸边带生态健康遥感评估

殷守敬,吴传庆,王 晨,马万栋*,何游云(1.环境保护部卫星环境应用中心,北京 100094；2.国家环境保护卫星遥感重点实验室,北京 100094；.北京林业大学,北京 10008)



淮河干流岸边带生态健康遥感评估

殷守敬1,2,吴传庆1,2,王 晨1,2,马万栋1,2*,何游云3(1.环境保护部卫星环境应用中心,北京 100094；2.国家环境保护卫星遥感重点实验室,北京 100094；3.北京林业大学,北京 100083)

摘要：结合高分辨率遥感影像在岸边带范围提取、生态系统高精度分类、生态结构特征提取方面的优势,将景观结构指数纳入岸边带生态健康评估指标体系,从生态功能、生态结构和生态胁迫三个方面对淮河干流岸边带生态健康状况进行全面调查评估.评价结果显示,淮河干流岸边带生态健康指数低于0.3,生态健康状况总体处于较差水平,并具有明显的空间走向特征,从上游到中游呈现出生态环境状况逐渐变差、再略有改善的趋势.通过对淮河干流岸边带生态环境问题的分析,认为人类开发强度大、植被覆盖率低、自然岸线保有率低、人为干扰强度大是造成淮河干流岸边带生态健康状况较差的主要原因.

关键词：生态健康；岸边带；遥感；评估；淮河干流

* 责任作者, 高级工程师, mawd@163.com

河岸带是河流生态系统与陆地生态系统的过渡区域,也是水陆生态系统之间物质和能量交换的缓冲带,在污染物截留、水源涵养、河岸稳固、生物多样性维持和景观改善等方面具有重要作用[1].近年来,在人们对物质生活条件提高和社会经济发展的诉求下,城市化、工业化、农业生产以及水利工程建设不断推进,对河流及其周边土地资源的开发强度、范围不断扩大,使得岸边带结构发生了重大改变,河岸带生态系统健康受损、生态功能退化,对区域生态安全和社会经济的可持续发展带来重大隐患.

目前,国内外针对河岸带生态环境问题已经开展了广泛研究,主要集中在河岸带结构及其变化、河岸带宽度、河岸带功能和河岸带修复及其维护管理等方面[2],尤其是在岸边带结构对污染物去除效果的影响研究方面[3],取得了重要成果.但是,目前的研究尺度大多在微观与中观水平上,缺少从景观角度及流域尺度上对河岸带的定量研究,河岸带景观格局动态及其影响因素工作不够深入[4],对岸边带生态健康研究目前还处于探索阶段[5].王文杰等[6]提出的流域生态健康评价框架中将岸边带作为一个单独对象进行评价,并应用于环境保护部《流域生态健康评估技术指南》[7]和相关研究[8],一般情况下,将岸边带作为一个指标对流域生态健康进行总体评价[9-10].遥感的大范围、瞬时成像等特点,使其成为流域和岸边带生态健康评价的重要数据源,而高空间分辨率、高光谱分辨率遥感技术的不断发展,使遥感手段在岸边带范围提取、精细化分类、结构分析及其对河流健康状况的影响研究等方面取得重要成果[11],也为河岸带生态健康评估提供了新的思路.

淮河是我国七大河之一,20世纪80年代以来,淮河流域经济的快速发展导致区域用水量、排污量剧增,河流水质污染形势逐年加重,污染事件频发.到2000年以后,随着国家投入巨额资金开展环境综合整治,淮河水污染形势才得到一定缓解[12-13].岸边带作为截留污染物入河的重要手段,对于河流水质改善作用明显,但目前还未开展相关研究和工作全面了解淮河干流全河段河岸带的建设状况.本文结合高分遥感数据的特点,将景观结构特征指标纳入现有的生态健康评价指标体系,并结合地面调查数据,通过影像解译和指标分析,对淮河干流河岸带的生态环境状况进行全面的摸底调查与评估,为淮河流域水污染防治和区域经济可持续发展提供参考.

1 研究区概况与数据准备

淮河发源于河南省南阳市,干流流经河南、安徽、江苏三省,全长1000km,总落差200m,可分为上中下游三部分.洪河口以上部分为上游,长360km,地面落差178m;洪河口以下至洪泽湖出口中渡为中游,长490km;中渡以下至三江营为下游入江水道,长150km.整个淮河流域地跨河南、湖北、安徽、江苏和山东五省,总面积约27万km2,区域人口1.65亿人,86%为农业人口.流域年均降水量约900mm,年均径流量452亿m3.研究显示,淮河干流主要污染物为氨氮(NH3-N),干流水质在2000年后因淮河流域污染物入河总量的大幅度消减逐渐改善.

本研究采用的数据为成像时间在2013年5～9月之间的高分一号(GF-1)和资源三号(ZY-3)无云或少云(云覆盖比例<1%)遥感影像,影像空间分辨率分别为8m/2m和6m/2m(多光谱/全色),辅助数据包括分辨率为30m的Aster GDEM高程数据、1:25万比例尺国家基础地理信息数据DLG河流数据.

由于淮河横跨多个投影分带,因此,首先选取横跨中央经线条带(WGS_1984_UTM_50N,中央经线117°E)中心线的全色影像,利用地面控制点进行几何精校正,并以此为基准,对其他全色影像进行几何精校正,然后对多光谱影像进行配准校正,在此基础上利用DEM对影像进行正射校正.几何校正误差控制在0.5个像元以内.根据影像, 对DLG河流矢量线进行修正,然后以此为基准提取河岸带缓冲区范围,裁剪影像,通过影像融合获得淮河干流岸边带2m分辨率的多光谱影像.最后依据地面采样数据和构建的土地利用分类系统.分类系统包括林地、草地、农田、人工用地(居住地、建筑工矿用地和交通用地)、水体(河流和湖泊)、湿地、裸露地和其它用地等8种一级土地利用类型和在此基础上细化的23个二级土地利用类型.基于易康8.7软件,构建影像分类规则集,通过影像分割和面向对象方法,对遥感影像进行分类,并进行目视解译和结果修正.最后,利用采样数据进行精度验证,总体分类精度高于95%.

表1 淮河干流9个分段情况Table 1 Information of the nine subsections of Huaihe River

河岸带在狭义上是指水陆交界处至河水影响消失的地带,广义上是指江河或溪流的河道向外围的扩展,包括可以被洪水泛滥淹没的部分以及河水可以进入河岸植被冠层之下的陆地部分.研究人员针对不同的河岸带功能目标给出了不同的河岸带宽度推荐值[14],认为实现减少河岸侵蚀和污染消减功能需要河岸带宽度达到5～65m,提供良好的生物栖息地需要达到10～500m.本研究予以折中,取200m作为河岸带理想宽度.以纠正后的DLG矢量河岸线为界,向陆域做200m缓冲区作为河岸带范围.

根据流域重点断面水质监测站点设置情况,将淮河干流分成9段,每个分段作为一个评估单元.

图1 淮河干流及分段示意Fig.1 Location of the main stream and subsections of Huaihe River

2 淮河干流岸边带生态健康评估

2.1 指标体系

岸边带生态健康评价指标的选取,结合现有的研究成果和评价方法[6-9,15],在环境保护部生态司出台的流域生态健康评估技术指南[7]的基础上,从科学性、系统性和数据的可获取性出发,充分发挥高分辨率卫星遥感数据在地表高精度分类和生态系统结构表达上的优势,构建、优化二级指标体系,以全面反映河岸带生态功能、生态结构特征和生态胁迫状况.

岸边带在污染物截留、生物栖息地维持和水土保持等多方面具备重要生态功能,因此选择污染阻滞功能指数和生物栖息地功能指数两个二级指标.其中,污染阻滞功能指数=SUM(生态系统类型分值×类型面积比例)=自然植被或湿地面积比例×1.0+人工植被面积比例×0.6+农田面积比例×0.3+硬化人工表面面积比例×0.生物多样性功能指数原指岸边带两栖动物和鸟类的数量情况,该数据获取较困难,在此特指生物栖息地维持功能指数,用灌木和林地面积比例表示.

在生态结构特征方面,除了考虑植被覆盖比例和自然岸线比例两个传统指标作为二级指标外,引入表征景观生态结构的景观生态学参数––植被平均斑块面积这一指标.斑块面积越大,说明植被聚集度越高,生态功能效益越明显.

生态胁迫状况方面,引入景观生态学指标景观破碎度指数.景观破碎度指自然分割及人为切割的破碎化程度,是度量人为活动对生态环境影响的重要指标,同时考虑数据的可获取性,用景观破碎度代替湿地退化指数作为二级指标,并保留人为干扰指数指标.人为干扰指数用建设用地和农用地面积的百分比表示;景观破碎度是表征景观格局的生态指标,表征景观被分割的破碎成果,反映人类对景观的干扰程度,计算公式为:

式中:Ci为景观i的破碎度;Ni为景观i的斑块数;Ai为景观i的总面积.

表2 河岸带生态健康评估指标体系Table 2 Assessment index system of riparian ecological health

2.2 评估指标标准化处理

对植被覆盖比例、自然岸线比例、污染阻滞功能指数、生物多样性功能指数、人为干扰指数等以百分比度量的指标,其值域范围期望值为[0,1],取值大小具有比较明确的意义,不做标准化处理.其中,人为干扰指数为越小越优型,即负相关变量,用1减去该变量,便于后续计算.

对植被平均斑块面积和景观破碎度等指标,其值域期望值未知,度量单位不一致,含义各不相同,难以对其实际数值进行比较分析.因此,需要对其进行量纲统一的标准化处理.

首先,采用极差标准化处理方法进行归一化处理.

对正相关变量,植被平均斑块面积,按照式(2)处理.

对负相关变量,景观破碎度,按照式(3)处理.

式中:xi、xmax、xmin、zi分别为第i个指标的原值、最大值、最小值、归一化值.

归一化的变量,值域范围为[0,1].由于未经归一化处理的变量,其实际数值的值域区间往往小于[0,1],如植被比例的实际值域范围为[0.0018, 0.2932],归一化后的变量在进行评价时导致权重过大.因此,选择相同指标类型中的其它变量,参考其值域范围,进行二次标准化处理.对植被斑块平均面积指标,以权重相同的自然岸线比例为参考,对景观破碎度指标,以人为干扰指数为参考,按照式(4)进行标准化处理.

式中:yi、ymax、ymin分别为参考指标的原值、最大值和最小值Zi′为标准化值.

2.3 生态健康状况评估

河岸带生态健康状况的综合评价采取各评估指标加权求和计算的方法获得[式(5)].由于评估的各个指标大多数值域范围为[0,1],预处理过程中仅对植被平均斑块面积和景观破碎度2个指标进行了归一化标准化处理,所以评估指标的取值基本上可以直接反映生态环境状况情况.评价指数分值的值域范围为[0,1],值越接近1,表示生态健康状况越好.

生态环境状况指数(EI)=0.3×生态功能指数+0.4×生态结构指数+0.3×生态胁迫指数 (5)

2.4 生态健康评估指标分级

生态健康评估中的3个一级指标生态功能指数、生态结构指数和生态胁迫指数,以及生态健康综合指数的值域范围均为[0,1],各指标得分值的大小反映了生态健康状况好坏.对各个指标从低到高分为5个等级,很差、较差、一般、良好和优秀5个等级,见表3.

表3 生态健康评估各评价指标分级Table 3 Evaluation standard of ecological health index evaluation

3 结果与分析

3.1 淮河干流土地利用类型及岸线类型情况

根据遥感影像解译结果,将河流和湖泊水体、湿地等类型排除,统计岸边带各土地利用类型面积比例,结果如表4所示.结果显示,淮河干流整体林地、草地等植被覆盖率较低,仅有8.2%,农田和人工用地面积比例非常高,分别达到73.2%和18.1%,人类开发强度总体较大.

在各个分段上,农田也是面积比例最高的主导性土地利用类型.其中,最高的白马湖段农田比例高达85%,最低的关甘岸桥段也超过50%.居民地和建筑用地等人工用地是除农田外的比例最高的土地利用地类型,在最高的东淝河段比例超过30%,最低的关甘岸桥段比例为11.2%.林地面积关甘岸桥段最高,为36.6%,其他分段均低于10%,白马湖段等多个分段低于5%.图2为盱眙淮河段典型区域影像与土地利用类型图.

根据遥感影像解译结果,淮河干流总体自然岸线率非常低,仅为6.82%,反映其岸线污染截留等功能丧失严重.并且在各个分段上分布(表5)不均衡,最高的关甘岸桥段仅为21.44%,最低的淮滨、洪泽湖、大埠口和沫河等分段,自然岸线比例不到1%.

表4 淮河干流土地利用类型面积比例(%)Table 4 Area ratio of different land use along Huaihe river (%)

图2 盱眙淮河段区域遥感影像及土地利用类型Fig.2 ZY-3Image and Land use map of Xuyi section of Huaihe river

表5 淮河干流各分段自然岸线率Table 5 Natural shoreline ratio of different sections along Huaihe river

表6 淮河干流岸边带生态健康状况评估标准化指标Table 6 Standard index of riparian ecological health evaluation of different sections along Huaihe River

3.2 各分段生态环境状况总体情况

表2中涉及的各项评价指标中,植被斑块面积和景观破碎度指标利用景观分析软件Fragstat 4.0计算获得,其它指标均基于土地利用分类结果计算获得.各项指标标准化结果如表6所示.根据各指标权重,计算生态健康评估指标,结果见表7.

表7 淮河干流岸边带生态健康评估指标得分情况Table 7 Scores of riparian ecosystem health assessment index of different sections along Huaihe River

从生态功能评估结果来看,淮河干流岸边带生态功能指数总体平均值仅为0.24,且分段最大值不超过0.4,说明淮河干流岸边带生态功能总体处于较差水平.其中,关甘岸桥段和大埠口段情况相对较好,得分超过0.3;沫河段、东淝河段和洪泽湖段最差,得分在0.15左右;其它分段差别不大,得分值在0.2～0.26之间.在空间分布上沿河流走向有比较明显的变化趋势,从上游源头关甘岸桥段顺流而下至中游洪泽湖段,除盱眙淮河段略好外,生态功能总体上呈现出由好变差的趋势.

从生态结构评估结果来看,淮河干流岸边带生态结构总体不理想,生态结构指数均值不到0.1,各分段得分值多数在0.15以下,且差别较大,从高到低呈阶梯状均匀分布.其中,关甘岸桥段情况相对较好,大埠口段、盱眙淮河段、王家坝段、淮滨段、和东淝河段依次变差,至白马湖段、洪泽湖段和沫河段情况最差,得分值在0.06以下.在空间分布趋势上,与生态功能类似,从上游关甘岸桥段到中游沫河段逐渐变差,中下游盱眙淮河段、洪泽湖段和白马湖段略有改善.

从生态胁迫来看,淮河干流总体生态胁迫指数平均值约为0.2,多数分段处于较差状态,但总体差别不明显.其中,沫河段所受的生态压力最大,生态胁迫指数得分小于0.05,与其它分段差距明显;洪泽湖和白马湖段生态胁迫也很大,得分值小于0.2;相对最好的大埠口段生态胁迫指数在0.26左右,其它分段略差.在空间分布上趋势与生态功能和生态结构相似,但是趋势并不明显.

从生态健康综合评估情况来看,淮河干流岸边带生态健康综合指数均值约为0.17,且最大值不超过0.3,仅有关甘岸桥段和大埠口段得分在0.2以上,最差的沫河段得分低于0.1,表明淮河干流岸边带生态环境状况总体很差.在空间分布上,也呈现出从上游向中游逐渐变差、至下游又略有改善的趋势.上游关甘岸桥段和大埠口段情况最好,中下游洪泽湖段和沫河段最差.

3.3 各分段生态健康状况及问题分析

关甘岸桥段林地覆盖率为29.32%,居各分段之首,生态功能指数最高,并且自然岸线保有率最高,生态结构相对最为合理,尽管整体景观破碎度较大,受到的生态胁迫较大,其生态健康状况为较差等级,但在所有各分段中总体最优.

大埠口段由于植被覆盖率较高,达到22.06%,且植被斑块较完整,生态功能和生态结构指数得分相对较高,其生态胁迫虽然排名较低,但是与最好的分段白马湖段绝对数值差别不大,其生态健康状况较差,与其它分段相比总体相对较好.

淮滨段植被覆盖率为14.42%,但植被斑块较完整,分布较为集中,生态结构较合理,除了自然岸线保有率很低之外,其它指标都比较均衡,生态胁迫和生态功能指数相对较高,生态健康综合指数为0.1795.

盱眙淮河段总体景观完整性较好,生态结构略差于关甘岸桥段和大埠口段,面临的生态胁迫较小;但是该段自然岸线率最低,仅1.29%,其总体生态环境状况略差于淮滨段.

王家坝段与淮滨段相比,自然岸线保有率较高,但是植被斑块完整性相对较低,其它指标相对均衡,生态健康状况略差于淮滨段和盱眙淮河段.

白马湖段虽然因湿地较多使得污染阻滞指数较高,但因周边植被覆盖率极低,仅0.18%,并且植被斑块非常破碎,生态结构很不合理,岸带生态功能较差,总体生态健康状况很差.

洪泽湖段同样植被覆盖率很低,仅3.19%,在所有分段中生态功能最差,自然岸线率很低,人类开发力度最大,尽管其植被和总体景观完整性较好,其生态结构和生态胁迫情况都相对较差,整体生态健康状况很差.

东淝河段植被覆盖率仅为5.14%,自然岸线率也仅有1.3%,人类开发利用度较大,生态功能很差、生态结构不合理,面临生态胁迫较大,总体生态健康况很差,仅优于沫河段.

沫河段植被覆盖率只有5.15%,自然岸线率不到1%,人类开发力度很大,并且景观比较破碎,受到的生态胁迫最高,生态结构最不合理,生态功能很差,生态健康综合指数0.0789,总体排名最低.

3.4 讨论

总体来说,淮河干流各分段存在的环境问题各有侧重或程度不一,植被覆盖率低、自然岸线保有率低、人类开发强度很大、人为干扰强度大是造成淮河干流岸边带生态健康状况较差的主要原因.

淮河从上游至下游,海拔落差逐渐减小,地势逐渐平缓,沿河区域农业耕作和居民地建设等人工开发活动逐渐增多,生态环境保护意识淡薄,植被保有率降低,是造成淮河干流不同分段上生态健康状况存在差别的内在原因.

4 结论

高空间分辨率遥感数据源的出现,为河岸线的高精度提取、岸边带生态系统精细化分类和景观格局分析提供了便利,也为河岸带生态健康评估提供了新的思路.结合已有的生态环境状况评估体系,针对河岸带的生态系统特点,从生态功能、生态结构和生态胁迫三个方面出发,利用高分遥感影像提供的精细化解译成果,将植被斑块面积、景观破碎度等生态景观结构指数纳入岸边带生态环境状况评估指标体系,对2013年淮河干流岸边带生态环境状况进行评估.评估结果显示,淮河干流岸边带生态健康状况总体较差,健康指数在0.3以下;并且具有明显的空间走向特征,从上游到中游呈现出生态环境状况逐渐变差、再略有改善的趋势.

参考文献：

[1] 王家生,孔丽娜,林木松,等,河岸带特征和功能研究综述 [J].长江科学院院报, 2011,11.

[2] 邵 波,方 文,王海洋.国内外河岸带研究现状与城市河岸林带生态重建 [J].西南农业大学学报(社会科学版), 2007,5(6): 43-47.

[3] 杨胜天,王雪蕾,刘昌明,等.岸边带生态系统研究进展 [J].环境科学学报, 2007(6):894-905.

[4] 韩 路,王海珍,于 军.河岸带生态学研究进展与展望 [J].生态环境学报, 2013,22(5):879-886.

[5] 解雪峰,蒋国俊,肖 翠,等.基于模糊物元模型的西苕溪流域生态系统健康评价 [J].环境科学学报, 2015,35(4):1250-1258.

[6] 王文杰,张 哲,王 维,等.流域生态健康评价框架及其评价方法体系研究(一)——框架和指标体系 [J].环境工程技术学报, 2012,2(4):271-277.

[7] 环境保护部自然生态保护司,流域生态健康评估技术指南(试行), [Z].2013.

[8] 王翠翠,曹 冉,程 伟,等.黄河流域水体岸边带生态健康变化评估 [J].人民黄河, 2015,37(2):81-84.

[9] 李春晖,崔 嵬,庞爱萍,等.流域生态健康评价理论与方法研究进展 [J].地理科学进展, 2008,27(1):9-17.

[10] 张 华,骆永明.美国流域生态健康评价体系的发展和实践 [J].应用生态学报, 2013,24(7):2063-2072.

[11] Maria R Fernandes, Francisca C Aguiar, Maria T.Ferreira Assessing riparian vegetation structure and the influence of land use using landscape metrics and geostatistical tools [J].Landscape and Urban Planning, 2011,99(2):166–177.

[12] 吴春霞,彭 博,滕晓楠.淮河干流蚌埠闸上近14年水质变化特征 [J].水利科技与经济, 2015,21(1):59-60.

[13] 马 培,杨丽标,马梦娟,等.淮河流域水质变化趋势研究 [J].环境科学与技术, 2013,36(12M):61-64.

[14] 吴传庆,殷守敬,马万栋,等.我国岸边带生态环境现状分析与保护对策建议 [J].环境与可持续发展, 2014,39(5):26-27.

[15] HJ 192-2015 生态环境状况评价技术规范 [S].

Remote sensing assessment of ecological health of the riparian buffer along Huaihe River.

YIN Shou-Jing1,2, WU Chuan-Qing1,2, WANG Chen1,2, MA Wan-Dong1,2*, HE You-Yun3(1.Satellite Environment Center, Ministry of Environmental Protection, Beijing 100094, China；2.State Environmental Protection Key Laboratory of Satellite Remote Sensing, Beijing 100094, China；3.Beijing Forestry University, Beijing 100083, China) China Environmental Science, 2016,36(1)：299～306

Abstract：This study introduces landscape structure indices into the ecological assessment system of riparian health, taking advantage of remote sensing capabilities in the derivation of riparian zone, feature extraction of ecological structure, and high-precision classification of ecological system.An overall ecological investigation and assessment of riparian health along Huaihe River was carried out from the aspects of ecological function, ecosystem structure and ecological stress.The results showed that the health of riparian ecology along Huaihe River was generally poor, with an ecological health index less than 0.3.A significant spatial characteristic was shown that the ecological environment gradually became worse from upstream to midstream and then slightly improved.Intensive human development, low vegetation coverage, low natural shoreline rate and high human disturbance were identified as the main cause of the bad ecological condition of the riparian zone along Huaihe River, according to the analysis of ecological and environmental problems.

Key words：ecological health；riparian；remote sensing；assessment；Huaihe River

中图分类号：X171

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)01-0299-08

收稿日期：2015-06-05

基金项目：水体污染控制与治理重大专项(2014ZX07508-001);国家自然科学基金项目(41401413)

作者简介：殷守敬(1982-),男,山东郓城人,高级工程师,博士,主要从事流域水生态环境遥感研究.发表论文20余篇.