湖泊科学   2019, Vol. 31 Issue (1): 171-182.  DOI: 10.18307/2019.0116.
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研究论文

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张莹莹, 蔡晓斌, 杨超, 宋辛辛, 李仁东, 厉恩华, 王学雷, 1974-2017年洪湖湿地自然保护区景观格局演变及驱动力分析. 湖泊科学, 2019, 31(1): 171-182. DOI: 10.18307/2019.0116.
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ZHANG Yingying, CAI Xiaobin, YANG Chao, SONG Xinxin, LI Rendong, LI Enhua, WANG Xuelei. Driving force analysis of landscape pattern changes in Honghu Wetland Nature Reserve in recent 40 years. Journal of Lake Sciences, 2019, 31(1): 171-182. DOI: 10.18307/2019.0116.
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基金项目

国家自然科学基金项目(41371513)资助

作者简介

张莹莹(1992~), 女, 博士研究生; E-mail:zhangyywhigg@163.com

通信作者

厉恩华, E-mail:lieh@whigg.ac.cn

文章历史

2018-04-20 收稿
2018-06-16 收修改稿

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1974-2017年洪湖湿地自然保护区景观格局演变及驱动力分析
张莹莹1,2 , 蔡晓斌1 , 杨超1 , 宋辛辛3 , 李仁东1 , 厉恩华1 , 王学雷1     
(1: 中国科学院测量与地球物理研究所, 环境与灾害监测评估湖北省重点实验室, 武汉 430077)
(2: 中国科学院大学, 北京 100049)
(3: 郑州师范学院, 郑州 450044)
摘要:利用Landsat系列遥感影像数据(1974、1979、1984、1990、1996、2001、2006、2009、2014和2017年)解译得到的土地利用/土地覆盖变化(LUCC)结合研究区44年的气温、降水量、水位等气象水文数据,构建LUCC经验统计模型和计算景观格局指数,探讨1974-2017年洪湖国家级自然保护区景观格局变化的主要驱动因素.研究结果表明:土地利用强度指数由1974年的207增加到2017年的249.36,人类开发利用湖滨带的程度增强,到2017年约有30%的自然湿地转化为坑塘、农田和滩地及建设用地.不同地表覆盖类型的景观格局指数均发生了较大变化,2000年以后湖滨带逐渐形成了以养殖为主的低矮围景观.总体上景观趋于破碎化、连通性降低、稳定性变弱.洪湖湿地自然保护区土地利用强度指数与景观格局综合指数呈较显著的正相关,两者的相关系数为0.84,土地利用强度增加则景观更加破碎、斑块之间的连接程度减弱、区域的景观聚集度下降和景观异质性增加.总体而言,洪湖湿地自然保护区受人为干扰影响明显,开展封湖育草自然恢复与建立植被恢复示范区相结合,构建自湖滨至湖心的梯度变化完整的湿生植被-挺水植被-漂浮植被-浮叶植被-沉水植被的水生植物群落,退耕还草、退垸还湖、修复湖滨带植被,大幅度提高洪湖的自净能力,增加其水生植物多样性,实现湿地的有效修复,改善其结构和功能,维系洪湖湿地生态系统的平衡.
关键词遥感影像    土地利用/土地覆盖变化    洪湖湿地自然保护区    景观格局变化    
Driving force analysis of landscape pattern changes in Honghu Wetland Nature Reserve in recent 40 years
ZHANG Yingying1,2 , CAI Xiaobin1 , YANG Chao1 , SONG Xinxin3 , LI Rendong1 , LI Enhua1 , WANG Xuelei1     
(1: Key Laboratory for Environment and Disaster Monitoring and Evaluation of Hubei Province, Institute of Geodesy and Geophysics, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430077, P. R. China)
(2: University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, P. R. China)
(3: Zhengzhou Normal University, Zhengzhou 450044, P. R. China)
Abstract: This study took Honghu National Nature Reserve as an example to investigate the driving forces on Landscape pattern changes based on the land use and land change data of 1974, 1979, 1984, 1990, 1996, 2001, 2006, 2009, 2014 and 2017, which were obtained from interpretation of Landsat images. Correlation analysis was adopted for finding characteristics of the interaction by combining with meteorological hydrological data such as temperature, precipitation and water stage. The results showed that:Land use intensity index risen from 207 at the begining of the study to 249.36 at the end of the study during the period of 1974-2017, these changes were more due to enlargement in the interference of human activities for land-use change. About 30% of the natural wetlands translated into ponds, farmland and bottomland and construction land by 2017. The landscape pattern indices of different types have changed greatly, the lakeside zone has formed a low enclosed ponds dominated by aquaculture after entering twenty-first Century. On the whole, landscape tended to be diversified, fragmented, reduced in connectivity and weakened in stability. The correlation coefficient between land use intensity index and the composite index of landscape pattern is 0.84, it shows that LUCC is very closely related to the landscape pattern. With the increase of land use intensity, the landscape is more fragmented, the degree of connectivity between patches is weakly, the landscape aggregation degree of the area is decreasing, and the landscape heterogeneity is increasing. In general, the Honghu Wetland Nature Reserve is affected obviously by human interference. The goal of maintaining the balance of Honghu wetland ecosystem is achieved through rational exploitation and utilization, returning farmland to grass and lake, restoring the vegetation of the lakeside zone, increasing the diversity of its aquatic plants, realizing the effective restoration of the wetland, improving its structure and function. A combination of the natural restoration of vegetation and the establishment of demonstration area of vegetation restorations is carried out, and the hygrophilous vegetation, emergent aquatic vegetation, floating vegetation, floating-leaved vegetation, and submerged vegetation, should be constructed from the lakeside to the heart of the lake.
Keywords: Remote sensing images    land use and land change    Honghu Wetland Nature Reserve    landscape pattern change    

湿地是自然界重要的、独特的、富有生物多样性的生态景观之一,具有调蓄洪水、补给地下水、改善局部气候、过滤污染、美化环境和维持生态系统平衡等功能[1].景观格局是指大小、形状、属性不一的斑块单元在空间上的分布与组合规律[2].随着景观生态学在我国的不断发展,景观格局已经广泛应用于森林生态系统监测、土地利用变化和湿地类型演替等方面[3-9].近年来,许多学者借助3S技术、景观生态学方法等对洪湖湿地景观格局变化进行了研究,如王茜等[10]利用RS与GIS对2001年单期影像数据获得的洪湖湿地景观格局进行简要分析;王璇洁[11]运用3S技术探讨洪湖湿地1995-2010这15年来土地利用变化的演变,以及验证研究区LUCC与景观格局变化的相关性;刘刚[12]研究了洪湖市湿地景观演替及碳储量,通过对洪湖市1974-2010年8期动态遥感监测,得到了洪湖湿地资源变化情况,并对其变化主因进行了分析;陈利等[13]研究的1974-2010年洪湖湿地景观类型特征变化,分析湿地斑块的数量(NP)、斑块形状的边缘长度(TE)、周长面积分维数(PAFRAC)的变化,对其景观变化做了简要的定性分析,这些研究为认识洪湖湿地景观演变提供了借鉴和参考.然而,对洪湖景观变化的分析研究多以定性分析和现象描述为主,对湿地景观演变驱动力的定量区分尚显不足.由于湿地景观演变是一个长期动态过程,短期研究往往难以揭示长期规律,多数研究存在时间跨度短、原因分析简单、驱动因素分析不全面等问题,对洪湖湿地的景观分析研究大多囊括在江汉平原、四湖地区或整个洪湖市内[14-15],突出洪湖湿地自然保护区重要性的景观格局研究很少[11],对人工调控以来洪湖湿地自然保护区景观格局长时序变化的系统研究则更少.洪湖作为湖北省最大的淡水湖泊,对长江中游汉江平原地区的供水、调蓄、灌溉、渔业、物种保护起着重要作用,有着“中南之肾”的美誉[16].然而,由于受人类活动的不断干预,至1975年,洪湖实际上已成为一个人工调控的半封闭的湖泊.对这一人工调控下的非通江湿地景观变化的长时序研究,可以揭示该区域土地覆盖变化的内容、方向和强度,获取洪湖湿地自然保护区景观变化信息,从而为洪湖湿地管理提供决策支持,具有重要的科学和现实意义,更有利于洪湖湿地生态环境保护.

土地利用/土地覆盖变化(LUCC)是人类活动对湿地演变的重要干扰方式之一,改变湿地景观组成,同时造成湿地水文情势发生明显变化,进而对湿地生态环境造成影响[17].遥感卫星影像的可获得性,为长时序的湿地时空变化研究提供了连续、可靠的数据源,GIS技术的空间分析和处理功能为湿地资源评价和动态监测提供支持.本文基于Landsat系列影像数据获取洪湖湿地自然保护区的土地利用/土地覆被分类图,利用Fragstats4.2计算景观格局指数,构建LUCC模型及计算景观格局指数,结合实地调查资料和气象水文数据,探讨1974-2017年洪湖湿地景观格局变化的主要驱动因素.

1 研究区概况

洪湖位于湖北省东南部(29°38′~29°59′N,113°11′~113°28′E),属长江和汉水支流东荆河之间的大型浅水洼地壅塞湖,横跨洪湖、监利两个市县,湖面面积348.2 km2,是湖北省第一大湖[18].洪湖属亚热带湿润季风气候,常年平均气温16.6℃,平均降水量1321.3 mm,无霜期266.5 d[19].洪湖本属通江湖泊,水位受长江水位消长而变化,1955年修筑洪湖隔堤,1958年新滩口大型节制闸建成,阻断了洪湖与长江的通道,堵住了长江水的倒灌[20-21].水利工程阻隔了洪湖与长江的自然连通,导致湖水位下降了3 m以上[22],使湖区及周围沼泽地得以大规模围垦.至1975年洪湖周围的隔堤建成后,现代洪湖的格局基本形成(图 1),洪湖成为人工调控的、以洪水调蓄为主、兼具灌溉、养殖、运输等综合功能的封闭型湖泊[23]. 2008年洪湖被列入“国际重要湿地”,2014年晋升为国家级自然保护区.

图 1 洪湖湿地自然保护区(背景图为2017/ 8/27 Landsat8 OLI影像波段6、5、4组合) Fig.1 Location of Honghu Wetland Nature Reserve
2 数据与方法 2.1 遥感影像及气象数据

选取1974-2017年6-10月份植物生长季无云成像较好的10景Landsat影像(表 1),数据来自中国科学院计算机网络信息中心地理空间数据云平台(http://www.gscloud.cn).基于ENVI5.3软件,分别对TM、OLI影像进行FLAASH大气校正,对MSS影像进行快速大气校正, 在进行FLAASH大气校正之前,对不同数据类型的光谱遥感影像做辐射定标,将传感器记录的灰度值转化为绝对辐射亮度值(辐射率),通过Toolbox下的Radiometric Calibration工具来实现.根据影像各自的数据类型、获取时间和成幅范围等设定应用于FLAASH大气辐射校正模型的相关参数,大气模型选择中纬度夏季,气溶胶模型选择乡村,水汽反演不执行, 气溶胶反演方法为2-band(K-T).然后以OLI影像为基准对MSS、TM影像进行几何配准,总误差控制在0.5个像元内,最后根据洪湖湿地保护区边界对其进行掩膜裁剪.研究区温度、降雨量数据来自中国气象数据网(http://data.cma.cn/),洪湖日水位数据来源于湖北省水利厅网站的湖泊水情数据(http://www.hubeiwater.gov.cn/).

表 1 Landsat系列影像信息 Tab. 1 Description of Landsat images in this research
2.2 图像分类 2.2.1 分类方法和训练样本选取

支持向量机(SVM)相对传统分类方法具有较好的分类效果[24-27],集成光谱和纹理形状特征以及转换后的光谱成份,能有效提高分类精度[26, 28],本研究对TM和OLI数据采用SVM的监督分类方法.由于水体、植被、陆地的反射率在近红外波段差别最大,且改进的归一化差异水体指数(MNDWI)和归一化植被指数(NDVI)对水体与植被提取具有优势,因此利用ENVI5.3软件的SVM监督分类法集成近红外波段、MNDWI和NDVI光谱数据,把研究区分为水体、植被、陆地三类地物,在此基础上根据纹理和形状差异(湖泊纹理较为平滑细腻,轮廓清晰,自然闭合,面积、周长、长度和宽度占绝对优势)把水体分为湖泊和封闭水体(坑塘),根据季相差异将农田种植区从自然植被中区别出来.其中监督分类的训练样本结合GPS野外调查数据及参照历史研究资料在Google earth上的高分辨率影像随机选取,保证每类样点获取不少于400个. MSS影像质量较差,且用来监督分类的训练样本不易获取,因此先利用ISODATA非监督分类的方法把MSS数据分为3类,在此基础上结合历史资料对其他两类农田和坑塘进行目视解译修正.

2.2.2 土地利用类型分类图及精度验证

根据中国科学院土地资源分类系统[29]、湿地分类国家标准[30],参考洪湖湿地地表覆盖特征与历史资料,利用上述分类方法将洪湖湿地自然保护区范围内的土地利用与土地覆盖划分为5类:湖泊(未被土埂围起来的开阔水体和西北部的河渠)、植被(水面以上的植被包括挺水、浮叶及湿生植被)、坑塘(封闭水体,以土埂相间、呈规则状的水体)、农田(筑有田埂的人为开垦地,主要指水稻田和经济作物用地)和其他类(湖泊常水位至洪水位的裸露滩地及开垦的低植被覆盖度的土埂、田埂和人类居住的建设用地),得到洪湖湿地自然保护区土地利用分类结果(图 2).其中湖泊和植被为自然湿地,农田以水田为主,主要表现为人工湿地的性质,故把坑塘和农田归为人工湿地.由于保护区范围内建设用地所占比例小且变化慢,故主要包括滩地和建设用地的其他类主要表现为年际间滩涂面积的变化.由于仅有2010年后的野外调查资料,故之前年份的结果主要结合历史研究资料和Google earth高分影像进行精度检验,2010年后的分类结果通过导入野外调查点进行目视判读,经检验分类精度都在85 %以上,以2017年为例,列出各分类精度的混淆矩阵(表 2).

图 2 1974-2017年洪湖湿地自然保护区土地利用/土地覆被分类 Fig.2 Land use/land cover classification of Honghu Wetland Nature Reserve during the period of 1974-2017
表 2 2017年洪湖湿地自然保护区土地利用/土地覆被分类精度混淆矩阵 Tab. 2 Confusion matrix of classification of Honghu Wetland Nature Reserve in 2017
2.3 景观指数及土地利用强度指数 2.3.1 景观指数

利用ArcMap10.2把土地利用图的矢量图转成30×30精度的栅格图层,输入到Fragstats4.2中,计算各类景观面积(CA)、斑块类型的斑块数量(NP)、斑块所占景观面积的比例(PLAND)和聚集度指数(COHESION);景观级别的斑块数量(NP)、斑块密度(PD)、最大斑块所占面积比例(LPI)、周长面积分维数(PAFRAC)、蔓延度指数(CONTAG)、聚集度指数(COHESION)、分离度指数(SPLIT)、香农多样性指数(SHDI)、香农均匀度指数(SHEI)和聚合度(AI)等指标.上述指标反映了景观的破碎度、邻近度、多样性和聚散度.

2.3.2 土地利用强度指数

根据土地利用程度的综合分析方法[31],将土地利用程度按照土地自然综合体在社会因素影响下的自然平衡状态分为若干级,赋予分级指数,得到土地利用强度指数定量化表达式:

$ L = 100\sum\limits_{i = 1}^n {{J_i} \cdot {A_i}, L \in \left[ {100, 400} \right]} $ (1)

式中,L为研究区域土地利用强度指数;Ji为第i 类土地利用强度的分级指数;Ai为第i类土地利用强度的等级面积百分比;n为土地利用强度的等级.根据中国资源环境数据库中土地利用程度分级标准[29],结合本文研究区具体状况,将土地利用分为4级(表 3).

表 3 土地利用强度分级标准 Tab. 3 Grade scale for land use intensity
2.4 综合统计分析

本文利用SPSS 22统计软件进行主成分分析计算得到景观格局综合指数(F),既可以达到降低维数的目的,又能得到景观格局特征的综合评价.气候变化和水文情势的改变和人为因素造成的围湖造田、围网养殖等其他改变土地利用/土地覆被的现象都会在一定程度上改变景观格局.本文运用SPSS22计算研究期间洪湖湿地土地利用程度综合指数、景观综合指数、各景观指数和温度、降雨量与水位的相关性.

3 结果与讨论 3.1 景观格局综合指数与土地利用强度指数

利用SPSS22将各时期的NP、PD、LPI、PAFRAC、CONTAG、COHESION、SPLIT、SHDI、SHEI和AI共10个变量进行标准化处理,分别用x1x2x3x4x5x6x7x8x9x10表征.通过主成分分析,提取出主成分的主要信息,前两个主成分可以解释原方差的91.87 %,其中第1主成分可以解释原数据的73.744 %,第2主成分可以解释18.130 %.因此,利用主成分的前两项计算景观格局综合指数,该指数可以更为全面地体现研究区内景观的综合信息,根据其各个主成分的载荷(表 4),通过景观斑块之间的相互关系来体现景观格局的整体特征.设主成分1为F1,主成分2为F2,总指标F(景观格局综合指数)可得:

$ \begin{array}{l} {{\rm{F}}_1} = {\rm{ }}0.126{x_1} + 0.126{x_2} - 0.063{x_3} + 0.114{x_4} - 0.133{x_5} - \\ \;\;\;\;\;\;\;\;\;0.107{x_6} + 0.104{x_7} + 0.13{x_8} + 0.12{x_9} - 0.126{x_{10}} \end{array} $ (2)
$ \begin{array}{l} {{\rm{F}}_2} = {\rm{ }}0.168{x_1} + 0.168{x_2} + 0.476{x_3} + 0.195{x_4} + 0.018{x_5} - \\ \;\;\;\;\;\;\;\;0.186{x_6} - 0.342{x_7} - 0.116{x_8} - 0.191{x_9} - 0.168{x_{10}} \end{array} $ (3)
$ {\rm{F = 0}}{\rm{.74}}{{\rm{F}}_{\rm{1}}}{\rm{ + 0}}{\rm{.18}}{{\rm{F}}_{\rm{2}}} $ (4)
表 4 主成分分析结果 Tab. 4 The result of principal component analysis

并利用公式(1)计算研究区各研究时段的土地利用强度,得到土地利用强度指数.计算所得的F1、F2、F和L见表 5.

表 5 景观格局综合指数(F)与土地利用强度指数(L) Tab. 5 Landscape pattern synthesis index and land use intensity index
3.2 景观类型面积变化

自然湿地包括湖泊和植被,人工湿地包括坑塘和农田.各类景观面积(CA)和斑块所占景观面积的比例(PLAND)见表 6.湖泊面积占比由研究初的63.54 %减少到研究期末的52.28 %,植被占比则由32.65 %降到14.03 %,坑塘则从无到占比为15.09 %. 2017年自然湿地湖泊和植被面积相对于1974年分别减少49.41和81.69 km2,人工湿地坑塘、农田分别增加66.22和10.15 km2,其他类增加54.73 km2.从各类型所占百分比的历年变化可以看出自然湿地湖泊开阔水体和植被分布区面积所占比例在减少,2017年相对于1974年由30 %的自然湿地转化为坑塘、农田和其他类.由图 3能直观地看出自然湿地面积呈减少的趋势,人工湿地面积增加到一定水平后趋于稳定.

图 3 1974-2017年人工湿地和自然湿地面积变化 Fig.3 Area changes of human-made wetland and natural wetland
表 6 土地利用类型面积和所占百分比 Tab. 6 The area and percentage of each type of land use
3.3 景观格局动态变化 3.3.1 斑块类型级别的景观指数变化

斑块数量是反映景观破碎度程度的标志之一,斑块数量越多说明景观类型破碎度程度越高.斑块所占景观面积的比例,即某一类型景观的斑块占景观总面积的比例,用以表明该类景观斑块在景观中的影响程度.从图 4a可见,坑塘、植被和其他类的斑块数量较农田和湖泊多,且年际间波动较大. 1950s江湖阻隔之后,洪湖原有的湿生植物带和大部分挺水植物带被围垦;1970s-1980s,人为开垦虽已开始,但大片的原始滩地仍然存在,景观的破碎度较小,这一时期的斑块数量少且增长缓慢,湖滨带的开发利用以农业种植为主;1980s,围湖圈养食草性鱼类快速发展,由于水位落差的减少,挺水植物如莲、菰和芦苇等由浅水区向湖心扩展,植被、坑塘和其他类进一步破碎化,斑块数量增加,这一阶段大片的农田向坑塘转化;1990s以来,洪湖原有湖滨带几乎全部被人为利用,主要利用方式为鱼塘养殖和村落建设,水生植被开发利用的强度不断加大,洪湖水生植物群落演替也受到了这些人为干扰的影响.造成这一现象的主要原因是人类活动对研究区的干扰程度越来越大,湖滨带大片分布的菰群丛及莲群落植被分布区被开垦为农田和坑塘,使得研究区的景观格局向破碎化方向发展,景观格局的完整性和连通性遭到破坏.农田面积由少增多再减少后又趋于稳定,而坑塘面积以增加为主,说明在实行退耕还湖政策后又被围湖养殖.洪湖现有野菰和莲群落主要分布在蓝田生态区、阳柴湖西侧、金坛南侧、张大口、小港等濒临湖岸区域,这些区域水位相对较低,也是历史上菰和莲的主要分布地区,其种子库较为丰富,因而有利于其恢复生长;同时,这些区域都在洪湖入口或生态旅游区,为发展旅游业而人为加以保护,也可能是其存在原因之一。景观聚集度指数表征斑块连通性,斑块的聚集度指数数值越小,景观越分散,斑块完全孤立,连通性最差时,值为0;值越大,说明景观的空间连通度越高.由图 4b可以看出,植被的连通性降低,湖泊连通性波动较小,人为开发利用的坑塘和滩地及建设用地的连通性最差,且年际波动最大.从斑块数量的分析可知,坑塘与滩地及建设用地斑块数量较多,且较破碎分散,相互之间连通性较差.再加上滩地及建设用地和坑塘相对于湖泊和植被来说,受人为影响年际间波动较大,其连通性在年际间波动也最大.

图 4 不同景观类型的景观破碎度(NP)和景观聚集度(COHESION)指数年际变化 Fig.4 Inter-annual changes of number of various plaques and cohesion in class-level
3.3.2 景观级别的景观指数变化

由景观指数的主成分分析结果表 3可知,第1主成分主要由NP、CONTAG、SHDI和SHEI决定,因此景观级别的景观指数仅选取反映景观破碎度的NP、景观连通度的CONTAG和能反映景观异质性、均匀性的SHDI和SHEI. CONTAG是衡量景观是否由多种要素聚集分布的指标,当某一斑块类型占绝对优势时,CONTAG值较高,当景观由许多大的聚集斑块组成时,其值较大,反之亦然.由图 5可知,在2001年之前,NP一直呈直线增长,CONTAG整体上呈下降的趋势;进入21世纪后,NP有所下降,CONTAG有所升高,连通度增高,整体上NP稳定在一定的水平上且有减少的趋势.这一现象与政策支持下开展的保护措施分不开,1996年建立洪湖湿地自然保护区,2000年洪湖成为省级湿地自然保护区,2003年,洪湖被国家林业局批准为5个湿地保护与恢复示范工程建设单位之一,2005年,省政府对洪湖实行抢救性保护(拆除围网、安置渔民、恢复水生植被),2008年洪湖被列入“国际重要湿地”. SHDI是描述景观丰富程度的指标,当整个景观由一个斑块组成时,SHDI值为0,当SHDI值升高,说明景观斑块的类型增加. SHEI是比较景观不同时期多样性变化的指标,反映景观中各斑块类型在面积上分布的均匀程度,SHEI越接近1,研究区景观类型面积分布越不均匀.由图 6可知,在1974年SHDI和SHEI值均最低,主要原因是人为开发程度较低,湖滨带植被分布集中面积广,坑塘和农田面积较小,异质性相对较低. 1980s后SHDI值和SHEI值呈波动增加,说明人为干扰在达到一定水平后景观异质性趋于稳定,湿地景观结构分布更为均衡,景观结构组成更为复杂.

图 5 景观级别的斑块(NP)和蔓延度(CONTAG)指标变化 Fig.5 Inter-annual changes of number of various plaques and contagion in landscape-level
图 6 景观级别的香农多样性指数(SHDI)和香农均匀度(SHEI)指数年际变化 Fig.6 Inter-annual changes of Shannon diversity index and Shannon evenness index in landscape-level
3.4 驱动因素研究

为定量化分析影响景观格局变化的主要因素,利用SPSS22软件对所选要素进行相关性分析,包括土地利用强度指数L(人为因素),洪湖的温度T(单位为℃)、降雨量R(单位为mm),及另加上景观级别的指标:NP、PD、LPI、PAFRAC、CONTAG、COHESION、SPLIT、SHDI、SHEI、AI和对应年份的景观综合指数F指标.由于1974和1979年的水位数据缺失,故仅对1984年后的水位数据进行Pearson相关性分析.

相关性分析结果表明,景观格局指数与土地利用强度之间有较强的相关性(这种相关性是否具有空间异质性,即是否可以在斑块尺度上进行计算分析,景观格局指数与土地利用强度的相关性应该存在空间异质性,本文利用Fragstats4.2计算的斑块尺度(patch metrics)所包括的景观指数有破碎度和连通度指标,没有景观多样性、均匀度和分离度等指标.故仅对景观级别的景观格局指数与土地利用强度进行相关性分析,下一步为了避免视整个研究区为均质区域,可以进一步把景观指标与相关影响因子分别空间化,探讨其湿地不同空间景观变化的原因). L与F、NP、PD有显著的正相关关系(P < 0.01),相关系数分别为0.84、0.84、0.84,说明人为干预越多,土地利用强度越大,景观越破碎,人为因素是研究区景观格局的主导因素,并影响着景观的基本组成;L与SPLIT、PAFRAC有正相关,相关系数分别为0.63和0.84,说明L的变化会影响景观斑块之间的距离和斑块形状,土地利用强度越大,斑块分离程度越大,形状也越复杂;L与SHDI、SHEI呈显著的正相关(P < 0.01),相关系数分别为0.87和0.80,说明在人类活动作用下改变了湖滨带的景观异质性,湖滨带的土地利用方式由植被和滩涂逐渐变为坑塘和农田,景观异质性增加;L与AI、CONTAG、COHESION呈显著负相关(P < 0.01),相关系数分别为-0.90、-0.89、-0.94,随着土地利用强度的增大,洪湖湿地自然保护区的景观聚集度下降、破碎度增强、斑块之间的连接程度减弱.这一结论与以往对洪湖市湿地景观演替研究结论较为一致, 人为活动是导致洪湖湿地演替的主要原因,坑塘的面积变化幅度最大,淡水养殖池塘面积的增加是农业经济类型转变的一个直观体现[11-12]. F与T有显著的相关性(P < 0.01),相关系数为0.813;降雨量与各景观指数的相关性较差,没有显著的统计学上的相关.水位与各景观指数没有显著的相关性.

3.4.1 气候变化影响

在全球气候不断变暖的大环境下,1974年以来,洪湖地区的温度每年以0.034℃的趋势升高,年平均降水量为1399 mm,平均气温为17.27℃(图 7),同时气候异常事件增多,旱涝灾害频发,如1980、1991、1996、1998、2010和2016年洪涝灾害及1974、1976、1978、1984、1999、2000、2001和2011年的严重旱情[32-34].人工调控下,降水是洪湖湿地重要的补给来源,但降雨暴增水位抬高会对湿地植被产生扰动,降雨量减少则会造成湿地水资源补给的短缺,同时会对湿地植被和土壤产生影响.温度升高导致蒸发量增大,从而导致湿地水量减少.在极端气候频繁出现下,湿地水文状况不断发生变化,湿地类型将频繁发生变化,这一变化将增加湿地的生态不稳定性,洪湖自然湿地动态变化与降水密切相关, 降水多则浅水湖泊面积增大, 降水少则湖滨滩地面积增加[35].分别对湖泊面积、植被面积自然湿地类型进行回归分析(图 8),结果显示湖泊面积与降雨量相关性不高(R2=0.14),与湿地植被面积呈负相关(R2=0.55).说明除了气候自然因素的影响,湿地各景观面积还可能受到别的因素如人为活动的影响. 1990年以来人类活动是洪湖流域地表径流减少的主要原因,其影响贡献率占径流减少量的63.72 % [32].

图 7 1974-2017年洪湖地区温度和降雨变化 Fig.7 Changes of temperature and precipitation in Honghu area from 1974 to 2017
图 8 洪湖湿地保护区湖泊面积、植被面积与降水量的回归分析 Fig.8 Regression analysis between lake area, vegetative cover and precipitation in Honghu Wetland Nature Reserve
3.4.2 人为因素及其他因素影响

人工筑围堤和低矮围坑塘的开垦改变了湖滨带地形地貌,使原有的天然缓坡带变为立岸,水位变幅区面积减小,直接造成植被生境破坏,导致大面积湿生植物消失和物种数量减少,挺水植物和浮叶植物生存空间下降[36].人为调控下的江湖关系为洪湖开垦创造了条件,加强了洪湖湿地被人为围垦的能力,导致水量调蓄能力的下降,洪涝灾害发生频繁[37].洪湖水位变化趋向平缓,在洪水期,洪湖流域形成外洪内涝,长江水不能自排到洪湖,发挥不了应有的调蓄作用;枯水期时,洪湖水也不能及时补充长江水量[38].江湖关系演变同时为植被入侵种在洪湖泛滥提供了条件,通过干渠流入洪湖的水,多为上游受四湖地区生活污染的水,加剧了洪湖水质恶化,水质恶化加快水体富营养化,导致水葫芦泛滥以及洪湖湿地生物多样性降低.此外,政府的积极干预对洪湖景观也起着重要作用,如2016年启动全面清除围网,2017年水葫芦的监测和控制措施.

4 结论

1) 湖泊和植被是洪湖湿地自然保护区土地利用方式的主体. 1974-2017年,研究区湖泊和植被面积减少,滩地及建设用地、农田和坑塘面积增加,2017年相对于1974年有30 %的自然湿地转化为坑塘、农田和滩地及建设用地. L由1974年的207上升到2017年的249.36,表明人类对土地利用的程度增强,人类活动导致土地利用结构和方式发生了较大变化.

2) 1974-2017年44年间,洪湖湿地自然保护区景观格局指数和景观格局综合指数均发生了较大变化.斑块数量在2001年之前一直呈直线增长,进入21世纪后,其破碎度在增加到一定程度后,分布趋于规则化,相互之间连通性较差,景观异质性较高.上世纪1970s-1980s大片的原始滩地仍然存在,景观的破碎度较小,这一时期的斑块数量少且增长缓慢,湖滨带的开发利用以农业种植为主;1980s-1990s植被、坑塘和其他类进一步破碎化,斑块数量增加,这一阶段大片的农田向坑塘转化,进入21世纪后湖滨带已经形成以养殖为主的低矮围景观. 1980s以来香农多样性值和香农均匀度值呈波动地增加,值较稳定,说明人为干扰在达到一定水平后景观异质性趋于稳定.人类活动的强度和方向对景观格局变化的强度和方向起主导作用,改变了景观的异质性、不同地类斑块之间的聚集程度和连接程度.

3) 洪湖湿地自然保护区L与F的相关系数高达0.84,说明L与景观格局关系非常密切,土地利用强度的增加造成研究区的景观格局向不利于生态可持续的方向发展,景观更加破碎化,湖泊和植被自然湿地的面积逐渐减少. L增加则景观破碎度增加、斑块之间的连接程度减弱、区域的景观聚集度下降、景观异质性增加,湖滨带的土地利用方式由菰群丛和莲群落逐渐变为坑塘和农田,洪湖湿地内人为景观增加,大片植被和滩涂被分割为农田和坑塘,景观破碎化现象严重.

4) 洪湖湖滨带属于由人为不合理开发活动影响而形成的养殖型湖滨带,鱼塘、蟹池面积较大且集中连片,被占用的大片湖滨带水体的基底已被人工改造,使得原生水生态系统全部被破坏,导致湖滨带自然生物物种的大量消亡,保护区现有湿生植物群落面积极小,仅存于湖滨堤岸地带.开展封湖育草自然恢复与建立植被恢复示范区相结合,构建自湖滨至湖心的梯度变化完整的湿生植被挺水植被漂浮植被浮叶植被沉水植被的水生植物群落,退耕还草、退垸还湖、修复湖滨带植被,大幅度提高洪湖的自净能力,增加其水生植物多样性,为水生动物及鸟类提供良好的生存环境,实现湿地的有效修复,改善其结构和功能,维系洪湖湿地生态系统的平衡.加强法规和制度建设,深化洪湖管理体制改革,明确管理责任,尽快出台一部专门针对洪湖湿地自然保护区的地方性法规,明确湿地保护职责权限、管理程序和行为准则.

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