基于遙感和PSR模型的城市景觀生態安全評價

呂天陽，郭 岱

(1.大連市海域使用動態監視監測管理中心，遼寧 大連 116000；2.深圳市晟程華教育科技有限公司，廣東 深圳 518000)

1 引言

1.1 研究背景

生態安全關系到人類的生產、生活狀況、國家的戰略安全。城市生態安全是城市實現可持續發展的重要保障。受經濟的發展及快速城市化影響，眾多生態環境問題開始凸顯，嚴重威脅到了公民生活狀況及城市的經濟發展。

1.2 研究區概況

許昌市處于東經112°42′～114°14′，北緯34°16′～34°58′之間，是河南省中部的重要城市，土地總面積4996 km2。作為河南省經濟高速發展的城市之一，許昌市土地利用類型與結構也隨著時間的發展而變化，區域景觀生態系統內部結構與功能也面臨著巨大的壓力。

2 PSR模型的構建及結果處理方法介紹

2.1 PSR模型的構建及權重的確立

本文應用OECD(聯合國經濟開發合作署)提供的PSR概念模型(圖1)?？紤]到評價體系指標的系統性、易獲取性、綜合可比性原則，并結合研究地區特點，建立了如下的指標體系(表1)。

圖1 PSR概念模型

景觀生態安全的度量評價指標壓力指標人口壓力強度城市擴展強度狀態指標歸一化植被指數生態彈性度指數生物豐度指數響應指標景觀結構指數熱島效應強度

壓力層主要是考慮到人類活動對生態環境所造成的影響，本文選取人口壓力強度和城市擴展強度作為壓力層主要指標。而在狀態層主要從景觀活力、組分結構和生態貢獻3個角度出發選取歸一化植被指數(NDVI)、生態彈性度指數(ECO)和生物豐度指數(BAI)來反映景觀生態系統的狀態。景觀響應是指景觀受到當前環境壓力時所產生的反映。這里選取景觀結構指數和模擬熱島效應強度的地面輻射亮溫來作為響應層指標。

本文所使用的PSR模型及權重參考了國內其他學者所使用的指標和指標權重，權重見表2[4]。

表2 許昌市城市景觀生態安全評價因子權重

2.2 數據歸一化處理

通過以上方法得到的指標因子評價值量綱不統一，無法進行進一步的比對量化，因

此對上述結果所得到的數據進行MIN-MAX標準化處理，使最終的結果值域為(0,10)，實現數據在同一量綱層次。MIN-MAX標準化處理的方法為：對于值越大，生態越安全的指標，采用以下公式計算：

(1)

而對于值越小，生態越安全的指標，可以采取以下公式計算：

(2)

式(1)、(2)中，Xi(i=1,2,…，n)為第i個評價指標的初值；Xmax為指標中的最大值；Xmin為指標中的最小值；Pi為標準化處理后的結果。

2.3 許昌市景觀生態安全評價綜合指數的計算及分級標準

許昌市城市景觀生態安全評價的綜合指數通過各評價指標的加權求和得到，計算公式為:

(3)

式(3)中，X為城市景觀生態安全綜合指數；Xi為第i個評價指標的值；Wi為第i個評價指標的權重；N是評價指標的個數。

根據研究區的實際情況，并結合同類型研究方法，將城市景觀生態安全綜合指分級顯示。分級標準見表3。

表3 許昌市城市景觀生態安全綜合指數分級標準

3 指標計算

3.1 數據源及預處理

本文使用數據為2013年12月6日Landsat8遙感影像數據。通過對遙感數據的拼接，使用許昌市行政區劃圖進行裁剪，得到許昌市遙感影像圖，并對數據進行輻射校正,幾何校正等預處理工作。

3.2 人口壓力強度

人口壓力強度表現為隨著城市人口的增加，以及人類活動所造成的對景觀格局生態系統穩定性及內部結構的改變。城市建設用地的擴張，人口的增加以及人類活動范圍的延伸是許昌市城市化過程中景觀生態安全的主要影響因子。在此,人口壓力強度通過以城市主要城區為數據源，通過不同條件所做的緩沖區分析得到。

使用ArcGIS軟件對許昌市矢量地圖進行空間分析操作，提取魏都區，鄢陵，長葛，襄縣，禹州5個主城區。分別以主城區為中心，以3 km、5 km、7 km、10 km為緩沖區半徑，對數據進行緩沖區分區，并對分析結果執行聯合操作。對操作后的結果執行重分類，離主城區越近，賦予較大的值。

3.3 城市擴展強度

城市擴展強度主要表現為城市城市化過程中，建設用地的增加，從而對整個景觀格局生態系統的改變[5]。本文采用非監督分類方法，獲取許昌市土地利用類型，通過提取建筑用地，作為許昌市城市擴展強度。

3.4 歸一化植被指數

NDVI可以用來提取研究區域的植被指數，以達到檢測植被生長狀態、植被覆蓋度，并評估當地景觀結構的目的。NDVI計算公式為：

(4)

式(4)中bandNIR、bandRED分別為遙感圖像中地物在近紅外、紅波段的像素亮度值。

3.5 生態彈性度

生態彈性度(ECO)是指當生態系統在內外擾動或壓力不超過其彈性限度時，系統在偏離原來狀態后可恢復到原有狀態的程度，用于表征生態系統緩沖與調節的能力[6]。將生態系統健康評價中提取ECO的方法用于景觀生態安全評價，計算公式為[7]：

(5)

式(5)中Si為第i類土地利用類型面積；Pi為第i類土地利用類型的彈性分值；n為土地利用類型數。

使用ArcGIS字段計算器功能，通過像元大小與像元數目的乘積統計各土地利用型的面積如表4。

表4 2013年許昌市各土地利用類型面積

其中對于各土地利用類型的彈性分值，可以結合當地實際情況，通過植被覆蓋度，生產力或邀請專家打分的方式確定，本文參考國內其他學者的彈性分值[8]。

對于許昌市生態彈性強度產生影響的土地利用類型可以分為3大類型。第一類為對研究區生態彈性度具有決定性意義的類型，包括林地，水體等；第二類為對生態彈性度具有積極意義的土地利用類型如農田，草地，灘涂等；第三類為對生態彈性度貢獻很小的土地利用類型，如居民點和工礦用地。詳細分值如表5[7]。

表5 土地利用類型彈性分值

通過公式(5)最終計算得到許昌市生態系統ECO值為2407.73。

3.6 生物豐度指數

作為評估地區生物多樣性豐貧水平的重要指標，生物豐度指數的計算公式為：

(6)

其中Abio為歸一化系數，Si為第i類土地利用類型面積，Pi為第i類土地利用 類型的生物豐度權重，S為區域總面積，n為土地利用總數。

根據公式(6)，并參照由國家環境保護總局發布的依據中華人民共和國環境保護行業標準(HJ/T192--2006)的《生態環境狀況評價技術規范(試行)》，參考生物豐度權重的標準如表6。

歸一化系數Abio=100/Max,其中Max為同類數據中最大的生物豐度指數。利用許昌市各個縣區的行政邊界，對許昌市土地利用類型圖進行裁剪，得到許昌市各個縣區的土地利用類型面積，并計算各個縣區生物豐度指數如表7。

表6 各土地利用類型生物豐度指數權重

表7 許昌市各縣區生物豐度指數

從表中可以看出，同級區域禹州市BAI值最大，為0.122730367，則歸一化系數Abio計算為814.794。根據公式(6)計算得到許昌市生物豐度指數為87.94555。

3.7 景觀結構指數

斑塊是景觀格局中研究的最基本單位。自然和人為等多種因素影響著斑塊的大小，數量，類型，形狀以及空間組合。反過來，斑塊的狀態又反作用于區域的生態過程與邊緣效應。

景觀結構指數作為定量數據，可以直觀地表現出研究區景觀空間格局結構的相互關系和配置特征。本文選取景觀多樣性指數，重要生態功能景觀的斑塊密度、面積比例及破碎度指數作為其評價因子。

根據許昌市實際情況，并結合國內相同城市案例，選取以下指數[9]，見表8。

使用Fragstats軟件對各評價因子進行計算，得出結果如表9。

計算得到景觀結構指數為0.7448。

表8 景觀結構指數評價因子

表9 景觀結構指數評價因子

3.8 地面輻射亮溫

城市熱環境是城市生態環境的重要指標，其空間分布特征可以極大地反映出人類活動與城市景觀之間的作用關系。本文通過提取地面輻射亮溫來研究城市景觀的熱環境。

利用Landsat TM/ETM數據反演地面輻射亮溫的公式[10]為：

(7)

式(7)中，T為輻射亮溫，L為熱紅外波段的輻射強度(W·m-2·Sr-1·μm-1)；K1、K2為校訂系數。對于TM遙感圖像，K1=607.776mW·m-2·Sr-1·μm-1；K2=1260 K。

圖像亮度是傳感器在一定的高度所記錄的地物熱輻射所對應的溫度。但是受大氣輻射以及地表反射等影響，遙感圖像上面記錄的并不是直接的地表溫度強度。在TM圖像的熱紅外波段，圖像通過0～255之間的灰度值(DN值)來表示，數值越大，亮度越大，代表的地表熱輻射強度越大，溫度越高，反之亦然。

計算時將DN值轉化為相對應的熱輻射強度值，然后根據熱輻射強度推算所對應的亮度溫度，其中輻射強度與DN值之間的轉換公式如下[11]

L(λ)=Lmin(λ)+(Lmax(λ)-Lmin(λ))Qdn/Qmax

(8)

式(8)中L(λ)為TM傳感器所接收到的輻射強度(W·m-2·Sr-1·μm-1)，Qmax為最大DN值，Qdn為像元灰度值， Lmax(λ)和Lmin(λ)分別為傳感器所接收到的最大和最小輻射強度值，即Qdn=255和Qdn=0時的輻射強度。本次計算使用Landsat5數據(表10)，根據美國USGS發布的Lmax與Lmin的值計算。

表10 Landsat5各波段輻射強度極值

先計算出輻射強度，再計算輻射亮溫，得到結果如圖2。

圖2 熱島效應強度

5 結果及評價分析

5.1 結果

按照公式(1)，(2)對得出的指標進行數據標準化處理，使數據具有可比性。為之后的疊加運算做準備。根據公式(3)對數據進行柵格疊加運算，得出許昌市景觀生態安全指數圖。如圖3。

圖3 許昌市城市景觀生態安全指數

4.2 結果分析

分別使用許昌市各個縣區圖層對上圖進行裁剪， 并統計其各縣域城市景觀生態安全值如表11。

對于圖3按照表(2)進行重分類得到如下結果：5個縣市區域均有生態安全評價最小值，且均分布為主城區中心附近，說明各縣市區主城區因為人口密集，對生態安全的壓力較大?？h域城市景觀生態安全值中，以禹州市數據標準差最小，表明禹州市景觀生態安全較值為平穩，各景觀類型生態安全值起伏不大。從平均值可以看出，襄城縣的生態安全狀況最好，而禹州的生態安全狀況最差。

表11 縣域城市景觀生態安全值

后在上述結果的基礎上，對許昌市城市景觀生態安全按照等級進行統計，統計結果如表12。

表12 許昌市城市景觀生態安全分級結果統計

對結果進行進一步統計，如表13。

表13 分級結果累計密度統計

許昌市城市景觀生態安全評價中，沒有處于病態等級的地區，不安全等級區域面積占總區域面積的0.052%，且均位于主城區中心地帶，呈分散分布。處于警戒等級的區域面積占許昌市總面積的29.843%，均與主城區面積與主要人口聚集地輪廓大致吻合。處于安全等級的區域面積約為59.806%。處于較安全等級的區域為10.298%，位于襄城縣東部，長葛市東部。而處于很安全區域的面積為0.00047%，僅存于襄城縣東南區域。

總體來說，約70%以上的地區均處于安全等級，說明許昌市城市景觀生態安全狀況總體較為樂觀。圖中四個典型區域值得關注。分別是長葛東北部，該區域并沒有受到過多的壓力，但由于工礦業對生態環境的破壞，導致生態安全等級同比周邊地區較低。同樣，禹州市北部和南部由于多處于丘陵地帶，地形破碎，南部采礦等影響，生態安全等級較低。而長葛東部，由于集中了大量的農田，景觀完整性較好，且很少受到人口壓力及城市擴展強度的影響，因此生態安全等級較高。襄城縣東部由于為國家優質蔬菜和煙葉種植基地，因此生態安全等級最高。

4.3 總結

基于PSR模型和遙感數據，并結合GIS空間分析方法計算出來的許昌市城市景觀生態安全等級圖表明許昌市整體生態安全評價較為理想。但PSR模型本身只是個概念模型，受到研究區實際狀況，研究者知識結構，以及對指標權重影響的專家知識背景主觀性所限制，并不能絕對地通過定性的結論或者定量的指標絕對地評價一個地區城市景觀生態安全的狀況。但其參考景觀生態學，地理學原理，結合GIS與RS技術，并根據科學的原則選取評價指標，因此結果具有一定的參考意義。

總體來說，許昌市由于地處平原地區，絕大部分區域地勢平坦，且屬暖溫帶亞濕潤季風氣候，熱量資源豐富，雨量較多，光照充足，氣候溫和，耕地面積較廣，景觀多樣性指數較高，生態彈性度較高，人口密度合理，因此整體生態安全等級處于理想狀態，絕大部分區域處于安全等級以上。

未來在城市城市化過程中，應當繼續秉持可持續發展的理念，將生態安全的價值觀與政治、精神、物質、文化等文明建設置于同一高度。注意提前做好土地利用規劃，使林地，草地，城市建設用地等景觀合理布局，提高景觀整體結構生態安全。并注意保護耕地，林地，水域等重要生態景觀，做好工礦業對環境污染破壞的治理與恢復工作。注意控制主城區人口，合理布局居民聚集區域，以實現城市景觀生態系統與城市經濟發展的良性互動。