黄土丘陵沟壑区道路建设和居民地扩张对生境破碎的影响

黄杉杉, 马超

黄土丘陵沟壑区道路建设和居民地扩张对生境破碎的影响

黄杉杉1, 马超2,3,*

1. 郑州工商学院,国土资源与环境教研室, 郑州 451400 2. 河南理工大学, 自然资源部矿山时空信息与生态修复重点实验室, 焦作 454003 3. 河南理工大学, 黄河流域耕地保护与城乡高质量发展研究中心, 焦作 454003

探究黄土丘陵沟壑区自然与人为因素导致的陆表景观破碎与植被损失, 可为贫困山区经济发展与环境保护提供科学依据。基于2018年Google Earth和Landsat OLI光学遥感影像, 采用缓冲区分析、叠加分析、景观指数分析等地理空间分析方法, 定量描述了道路和居民地建设导致的紫金山地区景观破碎化和植被指数损失。结果表明: (1)研究区沟谷底部坡度低于8°, 与两侧坡度相差较大, 景观被沟谷切割, 直接侵蚀面积占区域总面积的6.19%; (2)2018年紫金山地区道路密度达0.70 km·km-2, 交通便利的同时, 刺激了周边居民地的扩张, 导致4.01%的区域被道路和居民地直接压占; (3)区内64.87%的面积间接受到人类活动的影响, 道路和居民地将景观切割为249个斑块, 景观破碎化程度极高, 仅有10.44%的斑块适合作为中小型野生动物栖息地; (4)2018年紫金山地区18.09%植被NDVI受沟谷侵蚀和人类活动的共同影响, 植被覆盖空间差异性显著。紫金山地区地表景观主要受人类活动的严重干扰, 导致野生动物栖息地和植被NDVI受到一定影响。

紫金山地区; 道路网络; 道路缓冲区; 居民地缓冲区; 景观破碎化; 植被损失

0 前言

道路是景观生态学中干扰廊道的代表类型, 道路网络贯穿于各类景观中, 随着全球城市化进程的快速推进, 道路生态学正快速成长为景观生态学研究的一个重要分支[1]。道路增加了物质流、能量流、信息流和价值流快速流动的同时, 也增强了人类对景观干扰的广度和深度[2]。人工道路与自然景观往往以不太和谐的方式交错在一起, 干扰并改变着自然过程和原始景观生态格局[3-4]。道路对景观生态的影响主要表现在: (1)道路建设直接压占土地, 导致植被生产力缺失和下降[5]; (2)道路网络对原始景观格局会产生很大的影响, 加剧了景观结构的破碎化程度[6]; (3)各种类型的道路建设会直接或间接影响野生动物的生存空间和环境, 导致栖息地面积减少或丧失, 道路交通甚至会造成动物死亡[7-8]。采用遥感技术可以动态恢复景观变化历史, 对于长时序景观生态学的格局、过程和变化研究具有优势[9-10]。穆彬等主要依靠遥感监测技术提出了道路生态影响评价体系和方法, 为一般道路生态研究提供借鉴和参考[11]。部分学者通过缓冲区分析法探究道路对景观生态的影响[12-13]; 叶丽敏等通过研究道路建设对不同缓冲区景观的影响规律, 得出500 m道路缓冲区对景观格局的影响较大, 在200 m缓冲区范围内不同道路类型差异较大[14]; 毕恺艺等分别在景观类型和层次上统计道路贡献和缓冲区对景观格局的影响, 结果表明道路加剧了景观的破碎化程度, 缓冲区的大小制约景观格局的变化速率[15]; 黄梦娜等参考国际标准对道路建立缓冲区, 计算得出全国10%的陆地面积和58%的保护区受到道路的影响[16]。

然而, 当前研究仍存在一些问题: (1)国内大多数学者集中在土地利用景观格局变化的定量描述上, 缺少道路网络对动植物生存空间的数量、质量的干扰研究; (2)部分研究对于道路导致的陆表景观破碎化分析尚不完善, 需要综合考虑人类活动和地区自然地理因素对景观生态的影响; (3)多数研究范围集中于行政区的道路网络, 缺少对黄土丘陵沟壑区自然切割叠加人工道路切割对景观影响的研究。本文以黄土高原腹地典型贫困县山西临县为例, 选取紫金山地区岛屿型地理单元, 基于道路等级、道路所处的环境特征等因素构建道路干扰缓冲区, 定量评价了紫金山流域道路干扰造成的景观破碎化, 以及间接造成的野生动物栖息地和植被损失。期望通过研究贫困山区道路网络建设对紫金山地区造成的影响, 认识当地经济发展对黄土丘陵沟壑区景观生态造成的影响, 洞悉经济发展对生态环境的破坏程度, 为贫困山区生态环境保护提供一定的信息支持。

1 材料与方法

1.1 研究区

研究区位于山西省临县北部, 与兴县南部接壤, 是由黄河—湫水河—吕梁山脉围限而形成的天然内陆岛屿型封闭生境, 面积为2431 km2, 周长234.2 km。研究区地处黄土高原腹地, 地理上处于温带半干旱气候与温带半湿润气候的过渡带, 地貌类型属于典型的黄土丘陵沟壑, 地貌侵蚀严重, 地形破碎, 沟壑纵横。区内最高点为紫金山及大肚山主峰, 其海拔高度分别为1820 m和1822 m。最低点为西南角的黄河河床部位, 海拔大约700 m, 地势东高西低, 高差超过1100 m(图1)。

经过多年发展, 该区形成了由铁路、高速公路、干线公路、县级路、乡村道路组成的道路网络, 其中, 南北向临—兴县级公路从紫金山东侧穿过, 与太(原)—佳(县)高速公路相接, 交通便利。然而, 作为生态干扰作用强烈的人类活动之一, 高等级通道建设必然给流域生态系统和环境带来诸多影响。研究道路干扰的强度、程度及其对流域景观格局的影响对于区域生态环境保护意义重大。

图1 研究区地理位置图

Figure 1 Geographical location map of the study area

1.2 研究数据

研究数据包括: 来源于美国地质调查局(USGS)的Landsat-8 OLI的卫星遥感影像 (http://www.usgs. gov), 成像时间为2018年9月4日, 空间分辨率为30 m, 通过彩色合成、辐射定标、大气校正、波段运算, 裁剪等一系列数据预处理, 用于分析道路及人类活动影响区对紫金山地区造成的生态损失; 基于Google Earth的高分辨率卫星影像, 成像时间2018/11/1的0.41 m, 空间分辨率为0.41 m, 用于对2018年紫金山地区道路和居民地进行遥感解译。

数字高程模型数据: 90 m水平分辨率的航天飞机雷达地形测绘使命数字高程模型(SRTM3 DEM, v4.0: ftp://e0mss21u.ecs.nasa.gov/srtm/), 借助GIS流域分析模型, 获得紫金山流域汇水线和集水范围, 便于准确界定研究区范围; 1:400万行政区划矢量图、行政矢量边界来源于中国基础地理信息中心(http://ngcc.sbsm.gov.cn/ngcc/), 用于绘制研究区地理位置图。

1.3 研究方法

(1)野生动物敏感距离

道路对景观的空间影响远大于道路本身压占面积, 参照道路生态学中野生动物对不同等级道路的敏感范围和相关文献, 研究通过建立缓冲区, 定量表达不同等级道路对野生动物的影响范围。最终根据道路等级、铺设类型和道路特点, 建立缓冲区(表1)。

(2)景观指数选取

为了反映景观中被道路和居民地分割无路斑块的结构特征和人类的干扰程度, 研究在斑块级别(Patch-level)和景观级别(Landscape-level)上, 选取7个景观指数来体现道路网络和居民地缓冲区导致的紫金山地区景观破碎化情况(表2), 其中所涉及到的景观指数均由Fragstats 4.2©计算得到。

2 结果与分析

2.1 沟谷分割导致的景观破碎

研究利用数字高程模型数据(DEM)提取汇水线和坡度(slope), 根据研究区坡度范围0°—57.92°, 将坡度分为5个等级: 0°—8°、8°—14°、14°—20°、20°—26°和26°—58°。研究区平均坡度为14.93°, 地面坡度多在20°以下, 地面侵蚀方式以细沟侵蚀为主, 参考相关文献[24], 设置沟谷缓冲区为0.1 km, 获得由沟谷切割导致的自然景观破碎。

研究区沟谷总长度为756.2 km, 密度为0.31 km·km-2,其中, 沟谷坡度低于8°, 紫金山周围及研究区北部地区沟谷两侧坡度大于20°, 两侧坡度起伏大, 导致整个景观被沟谷分割。据统计, 沟谷侵蚀影响面积为150.4 km2, 占区域总面积的6.19%。

表1 野生动物敏感距离设定值及依据

表2 景观指数的选取

2.2 道路和居民地压占景观

利用成像于2018/11/1的0.41 m高分辨率遥感影像(Google Earth), 辅以2018/9/04成像的Landsat 8卫星遥感影像, 对紫金山地区道路进行遥感解译并对将道路区分为铁路、高速公路、干线公路、县级公路和乡村公路5级。这些道路纵横交错, 导致紫金山地区地表景观破碎化严重(图2(a))。道路建设又带来周边居民地的扩张, 研究根据2018年紫金山地区的居民地的遥感解译, 分析道路和居民地等基础设施用地压占景观面积(图2(b))。

通过影像调查和地学统计, 研究区内现有铁路1条(影像量测路基宽度8 m), 境内长度70.2 km; 高速公路4条(影像量测路面宽度24 m), 境内总长105.5 km; 干线公路11段(影像量测路面宽度12 m), 境内长度341.8 km; 县级公路36段(影像量测路面宽度7—8 m), 境内长度650 km; 乡村道路49段(影像量测路面宽度3—4 m), 境内长度483.9 km。研究区内共有101条道路, 总长度达1651.4 km。

图2 道路和居民地压占景观

Figure 2 The landscape occupation by roads and residential areas

道路网密度是评价区域交通和发展水平的重要指标。在一定区域内, 一般用道路网的总里程与该区域总面积的比值来定义道路密度。紫金山地区道路密度高达0.70 km·km-2, 处于我国开源地图(OpenStreetMap, OSM)道路密度第二等级[25]。研究通过测量各级道路宽度以及路肩半径, 计算道路(路基, 路肩及附属设施)和居民地压占景观面积(表3)。

通过统计计算道路(包括路基, 路肩及附属设施)和居民地面积, 得到道路压占景观总面积为20.83 km2, 居民地压占面积为76.67 km2, 道路和居民地等基础设施建设用地共压占面积占区域总面积的4.01%。

2.3 道路叠加居民地缓冲区导致的野生动物栖息地损失

在分布有纵横交错的道路网络景观中, 栖息地是影响野生动物种群生存的一个关键因素, 道路建设和其他线性基础设施建设造成栖息地面积减少、品质降低, 甚至生境丧失, 从而影响野生动物的生存[26-27]。根据野生动物对不同道路的敏感范围, 研究将铁路和高速公路、干线公路、县级公路、乡村公路的缓冲区分别设置为1.5 km、1.0 km、0.5 km、0.25 km作为影响野生动物栖息地范围(图3a)。根据道路类型设置的缓冲区, 使景观面积减小, 边缘增加(图3b)。根据野生动物对居民地的敏感范围, 本文将居民地缓冲区设置为0.5 km(图3c)。将道路和居民地缓冲区合并, 合并为人类活动影响区, 可以看到由于道路和居民地等基础设施建设的切割, 整个景观变的支离破碎(图3d)。

结果表明: 道路将地表景观分割, 缓冲区总面积为1243 km2, 占整个研究区总面积的51.13%, 景观面积被侵占过半。在居民地缓冲区作用下, 景观变化产生穿孔现象, 并将道路进一步叠加, 合并成人类活动影响区, 面积达1577 km2, 占研究区总面积的64.87%。景观在人类活动和自然因素作用下, 产生穿孔(perforation)、分割(dissection)、破碎化(fragmentation)三种空间类型, 斑块产生缩小(shrinkage)甚至消失(attrition)的变化过程, 野生动物栖息地遭到严重破坏, 这直接影响到野生动物种群的生存和繁衍。

利用景观生态学软件Fragstats 4.2©, 对道路缓冲区以及人类活动影响区切割后的景观指标指标进行统计, 并计算斑块面积、周长和分形维数的平均值, 分析紫金山地区景观受人类活动的影响(表4)。

表4统计得出景观被道路网络缓冲区分割成150块大小不一的斑块, 无路斑块的最大面积为98.88 km2, 平均斑块面积为8.74 km2, 平均斑块周长为16.55 km, 斑块密度为0.06, 最大斑块指数()为4.06%。叠加居民地缓冲区, 地表景观被切割为249个斑块, 得到的无路斑块最大面积为91.65 km2, 平均面积减少一半以上, 为3.96 km2, 平均斑块周长减少为10.89 km。平均分形维数无较大变化, 说明居民地扩张对景观的干扰程度较低。斑块密度增加为0.1, 最大斑块指数()下降到3.77%。景观斑块破碎化指数由0.47增加到0.84, 居民地的扩张加剧了景观的破碎化程度。

为进一步分析道路建设和居民用地扩张导致景观破碎对野生动物栖息地的影响, 研究将斑块面积分为0≤AREA≤0.1、0.1

图4统计得出小于0.1 km2的斑块个数为28个, 占斑块总数的18.67%; 斑块面积在0.1—10 km2的斑块个数为81个, 占斑块总数的54%; 大于10 km2的斑块有41个, 占斑块总数的27.33%。相较道路影响, 居民地扩张使小于0.1 km2的斑块个数增加到84, 占斑块总数的33.74%; 斑块面积在0.1—10 km2的斑块个数为139个, 占斑块总数的55.82%; 大于10 km2的斑块仅有26个, 占斑块总数的10.44%。随着居民地的扩张, 适合作为野生动物栖息地的斑块个数和百分比逐渐减少, 不适合野生动物生存的斑块个数剧烈增加。人类活动是景观破碎化的主导因素, 间接导致了野生动物生存空间的减小甚至丧失。

表3 各级道路和居民地压占景观面积统计表

图3 道路和居民地对景观的切割

Figure 3 Cutting of the landscape by roads and residential areas

表4 景观指数统计表

2.4 道路叠加居民地缓冲区对植被指数的影响

植被对维持生态系统平衡起着具有重要作用, 植被生长状况是研究区域生态环境变化的重要指标。研究以植被指数NDVI作为评价该地区的景观生态指标。根据2018/9/04成像的Landsat 8遥感卫星影像(30 m分辨率), 通过多波段影像合成、辐射定标、大气校正和波段运算, 获得紫金山地区的NDVI密度分割图像(图5a)。参考已有研究结果, 研究设置道路影响区为距离各级道路路肩30 m处[28], 居民地影响区为100 m[29], 两者合并作为人类活动对自然植被的影响区, 获得道路和居民地导致的植被NDVI损失图(图5b)。

图4 斑块面积分布直方图

Figure 4 Histogram of patch area distribution

图5 2018年紫金山地区植被分布及损失状况

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

2018年紫金山地区NDVI均值为0.60, 植被总体长势良好。从图5(a)可以看出, 低值多分布于黄河沿岸低海拔地区, 沟谷侵蚀严重, 不利于植被生长, 沟谷处NDVI低于0.4, 在沟谷及两侧区域NDVI值均低于平均值。高值多分布于紫金山一带等高海拔地区, 植被覆盖具有明显的空间差异性。

图5(b)可以看出, 人类活动聚集区主要分布于黄河流域沿岸、湫水河沿岸以及研究区最南部, 植被NDVI低于区域均值; 紫金山一带道路密度小, 人类活动影响小, 植被NDVI高于区域均值。据统计, 研究区81.91%的区域未受到压占; 6.19%受到沟谷侵蚀缓冲区的压占, 面积为150.4 km2, 压占NDVI占研究区NDVI总和的4.27%; 人类活动影响区面积为289.4 km2, 占区域总面积的10.15%, 压占NDVI占研究区NDVI总和的10.04%, 是沟谷侵蚀作用的2倍。81.91%区域为未影响区域, 其NDVI均值为0.62。可见, 人类活动占主导作用, 是造成该地区植被损失的主要因素。

3 讨论

3.1 生境破碎对动物栖息地的影响

道路对景观的直接作用表现为: 斑块数量增加而面积减小、形状趋于不规则、内陆生境面积缩小、廊斑块之间彼此隔离。研究通过对2018年紫金山地区进行汇水线提取, 设置各级道路和居民建设用地缓冲区, 计算和统计分析在沟谷侵蚀景观的作用下, 道路和居民地缓冲区导致景观被分割的斑块指标。剔除由道路和居民地缓冲区内部形态分割得到面积小于0.1 km2的极小斑块, 被认为不适宜野生动物生存的区域, 这类斑块主要分布在研究区南部地区。参考相关文献[30], 斑块面积在0.1—10 km2被认为适宜昆虫类、小型爬行动物等生存; 10 km2以上的被认为能为中小型野生动物提供一定生存空间, 这类斑块分布于研究区远离县城的北部山区。在全球道路制图研究中, 斑块面积在100 km2以上具有能够为大型野生动物提供较高生态服务和价值的栖息地[31], 以此为标准, 很显然, 紫金山地区没有能作为这种稳定生态服务功能的栖息地。可见, 道路等居民基础设施用地建设造成景观斑块破碎, 野生动物生存空间不断被分割, 栖息地不断缩小, 甚至消失。

3.2 道路建设和居民地扩张对植被的直接影响

紫金山地区黄土丘陵沟壑区腹地, 由黄河流域—湫水河—吕梁山脉围限, 形成封闭孤立生境, 内受沟谷侵蚀, 外受人类活动的干扰, 生态环境脆弱。道路建设为人们带来便利的同时必然会引起居民地的扩张, 导致周边自然景观遭到分割、压占和污染等负面问题。类似的情况已经引起学者重视, 如况亮[28]等主要通过样方设置、指标计算等来分析公路建设对路域植被的影响, 结果表明不同植物物种丰富度受公路影响程度不同, 距离公路越远, 受干扰程度越小, 群落组成趋于稳定; 高鹏[32]等主要通过野外调查、取样与室内分析方法研究道路对路域植物与土壤的影响, 结果表明利用程度不同的道路对域内环境因子呈现边缘正效应, 利用程度高的道路对草本植物多样性的影响距离为12—14 m。本研究选用归一化植被指数(NDVI)作为评价植被生长状况指标, 根据植被对沟谷、道路和居民地的敏感范围, 设置不同缓冲区, 分析植被分别受自然和人为因素损失总量。结果表明, 2018年, 在紫金山地区, 由于道路建设和居民地扩张等人类活动造成的植被压占是沟谷侵蚀作用的2倍。人类活动是造成导致该区域生境破碎和植被损伤的主导因素, 因此, 贫困山区在追求经济发展、城镇扩张的同时, 应综合考虑该地区的自然资源和生态系统的稳定性, 坚持人与自然和谐共处的原则, 过度追求经济的发展必然会引起生态系统失衡, 特别是对于易受到道路干扰的脆弱贫困山区。

4 结论

本文对道路和居民地作缓冲区分析, 计算无路斑块的景观指标, 通过统计结果来分析道路网络和居民地建设导致的景观破碎化, 并进一步计算道路和居民地压占NDVI总量来分析植被损失, 主要结论如下:

(1)紫金山地区为黄土丘陵沟壑典型地貌, 平均坡度为14.93°, 其中, 沟谷坡度低于8°, 研究区北部地区沟谷两侧坡坡度起伏大, 研究区景观被沟谷切割, 6.19%的面积受到沟谷侵蚀作用的直接影响。

(2)2018年紫金山地区道路总长度为1651.4 km, 密度高达0.70 km·km-2, 道路网络建设带动周边居民地的扩张, 造成该地区的地表景观破碎严重, 4.01%的区域受到直接压占;

(3)道路网络和居民地缓冲区间接影响陆地表面64.87%的面积, 将陆表切割成249个斑块, 景观斑块破碎化指数为0.84, 人类活动导致景观破碎化程度极高, 间接导致可作为野生动物栖息地的斑块数量和面积缩小。

(4)2018年紫金山地区植被NDVI受沟谷侵蚀和人为因素的共同影响, 呈现出明显的空间差异性, 其中, 10.04%的NDVI遭到人类活动的影响, 是造成该地区植被损失的主要因素。

本研究基于道路(路基、路肩及附属设施)和居民地压占NDVI造成植被损失, 因指标选取单一, 缺少野外调查, 研究程度尚浅; 只初步探讨了人类活动是造成该地区植被损伤, 长期而言, 降水、气温等水热条件也是导致该地区植被NDVI变化不可或缺的因素, 有待深入研究。

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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

黄杉杉, 马超. 黄土丘陵沟壑区道路建设和居民地扩张对生境破碎的影响[J]. 生态科学, 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

河南省高校科技创新团队支持计划(22IRTSTHN008); 国家自然科学基金-河南区域创新发展重点资助项目(U21A20108) ;国家自然科学基金-山西煤基低碳联合基金重点支持项目(U1810203)

黄杉杉(1996—), 女, 河南济源人, 硕士研究生, 从事生态环境遥感监测与评价研究, E-mail: m18839050156@163.com

马超(1967—), 男, 内蒙古克什克腾旗人, 教授, 博士生导师, 从事生态环境遥感和地质灾害遥感的教学与科研, E-mail: mac@hpu.edu.cn