方仁建，沈永明，時海東

南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，南京 210046

基于圍墾特征的海濱地區(qū)景觀格局變化研究
——以鹽城海岸為例

方仁建，沈永明*，時海東

南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，南京 210046

為探討灘涂圍墾對海濱地區(qū)景觀格局帶來的影響，選取1973—2013年Landsat1、4、5、7、8影像數(shù)據(jù)，利用GIS (Geographic Information System)、RS(Remote Sensing)和景觀指數(shù)計算方法，對鹽城國家級自然保護區(qū)(川東港-新洋港段)已圍墾區(qū)和未圍墾區(qū)，以及典型墾區(qū)(海豐、海北和金豐墾區(qū))圍墾前后景觀變化情況進行對比分析。1973—2013年研究區(qū)圍墾特征如下：以10a為間隔，圍墾區(qū)域平行于海岸線呈條帶狀向海推進，且條帶逐漸變窄；圍墾難度逐漸加大，總體上圍墾強度呈減小趨勢，過程上圍墾面積呈升降交替狀態(tài)；圍墾后墾區(qū)利用方式各異，主要以種植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主。受圍墾影響該區(qū)景觀格局變化如下：1973—2013年，未圍區(qū)(Ⅰ區(qū))自然植被面積增加4762 hm2，斑塊形狀日益復(fù)雜、自然，分維數(shù)由1.10上升到1.15，景觀破碎化水平較低，在0.17—0.21之間，多樣性指數(shù)由1.11上升至1.52；已圍區(qū)(Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū))自然植被面積不斷減少，分別減少了9873、13788 hm2和6890 hm2，斑塊形狀更加簡單、規(guī)則，分維數(shù)分別下降了0.03、0.03和0.02，破碎化程度分別上升了0.21、0.23和0.17，多樣性均先升后降，升幅約0.8，降幅約0.5。海北、海豐、金豐墾區(qū)自然景觀不斷向人工景觀轉(zhuǎn)移，海北和海豐墾區(qū)斑塊形狀不斷趨于簡單規(guī)則，形狀指數(shù)分別下降0.8和0.5，而金豐墾區(qū)形狀指數(shù)上升0.4，景觀破碎度方面分別呈“升—降—升”、“降—升—降”和“升—降”趨勢。圍墾前，各墾區(qū)景觀面積和斑塊形狀變化差異不大，而景觀破碎度變化差異明顯；圍墾期間各墾區(qū)景觀格局變化一致；圍墾后，各墾區(qū)除非受新一輪人類活動干擾，其景觀格局基本維持圍墾末期狀態(tài)。

圍墾；海濱濕地；景觀格局；破碎化指數(shù)；鹽城

海岸濕地是全球生物生產(chǎn)量最高的生態(tài)系統(tǒng)之一，具有極高的資源開發(fā)價值和環(huán)境調(diào)節(jié)功能[1]。海岸灘涂是江蘇海岸最重要的自然資源之一，也是海岸濕地的重要組成部分[2]。江蘇沿海地區(qū)擁有豐富的灘涂資源，總面積500167 hm2，約占全國灘涂總面積的1/4[3]。灘涂圍墾是人類利用鹽沼濕地資源最主要也是最廣泛的方式[4]。目前國內(nèi)外在圍墾方面取得較多的研究成果，主要集中于圍墾現(xiàn)狀[5]與濕地資源的開發(fā)利用[4,6]、圍墾強度與速率[2]及圍墾對生態(tài)環(huán)境影響[5,7]等。然而伴隨著圍墾過程，原有的濕地景觀結(jié)構(gòu)和格局發(fā)生翻天覆地的變化，進而影響整個生態(tài)壞境，因此加強圍墾對濕地景觀格局變化影響的研究十分重要。

景觀格局是指景觀組成單元的類型、數(shù)目以及空間分布與配置[8]。對某一區(qū)域的景觀格局的研究能揭示該區(qū)域生態(tài)狀況和空間變異特征[9]。國際上對景觀格局的研究主要集中于景觀格局邊緣效應(yīng)[10]、景觀異質(zhì)性[11]及其對物質(zhì)能量流動影響[12]等。對蘇北鹽城海濱地區(qū)景觀格局方面的研究已有許多，如景觀格局演變[13]、驅(qū)動力因子探討[14]、生態(tài)功能評價[15]等，近幾年景觀變化與生態(tài)過程相結(jié)合[16]的研究逐漸增多。而圍墾作為引起該地區(qū)景觀格局變化的主要因素，對圍墾對景觀格局變化影響方面的案例研究較少。因此，本文利用RS和GIS手段，對1973—2013年鹽城海濱地區(qū)景觀格局進行分析，旨在了解圍墾對景觀格局產(chǎn)生的具體影響，并為今后該地區(qū)或其他類似地區(qū)海岸帶管理和資源開發(fā)提供指導(dǎo)。

1 研究區(qū)概況

江蘇鹽城海濱地區(qū)位于中國海岸帶的中部，分屬響水、濱海、射陽、大豐和東臺5縣市，緯度位置為32°34′N—34°28′N，119°27′E—121°16′E。該區(qū)處于亞熱帶向暖溫帶的過渡地帶，季風(fēng)氣候顯著，受南北氣流和海洋、大陸雙重氣候的影響，年平均氣溫介于13.7—14.8 ℃之間，年降水量為900—1100 mm，雨量豐沛，南部多于北部。另外，該區(qū)擁有全球意義的生物多樣性保護基地，鹽城國家級丹頂鶴自然保護區(qū)和大豐麋鹿保護區(qū)。

圖1 研究區(qū)示意圖Fig.1 Location of study and functional area

根據(jù)國內(nèi)外對海岸帶的定義，結(jié)合目前鹽城海濱地區(qū)濕地現(xiàn)狀以及灘涂圍墾強度，本文選取代表性的已圍墾和未圍墾區(qū)域，其范圍界定如下：分別以川東港和新洋港為南北界，以保護區(qū)西邊為西界。由于1973年和2013年海岸灘涂位置發(fā)生明顯變化，為保證研究范圍一致，本文將2013年TM影像上能最大程度覆蓋陸地區(qū)域的邊界為東界。為探討圍墾對景觀格局變化的影響，本次研究將新洋港-斗龍港段保護區(qū)核心區(qū)作為未圍墾區(qū)域(圖1)，為保證與圍墾區(qū)域在尺度范圍上的可比性，將剩下的部分分為3個小區(qū)，具體分區(qū)如下：Ⅰ區(qū)為新洋港—斗龍港段；Ⅱ區(qū)為斗龍港—四卯酉河段；Ⅲ區(qū)為四卯酉河—王港段；Ⅳ區(qū)為王港—川東港段。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理

為探索研究區(qū)域初始狀態(tài)到目前的景觀變化，選取TM1(1973年)、TM4(1979年)、TM5(1984、1992、1995、1998年)、TM7(2000、2003、2005、2008、2010年)和TM8(2013年)這40年間的Landsat影像作為基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，以2013年影像為基準，利用ENVI 4.7對其他年份影像進行幾何校正，對校正后的影像進行二次線性拉伸處理，均方根誤差最大為0.2875，再根據(jù)研究區(qū)和具體墾區(qū)范圍對影像進行裁剪。通過野外樣區(qū)調(diào)查與遙感影像對照，采用最大似然法監(jiān)督分類和目視解譯相結(jié)合的方法，確定各種植被類型和土地利用的解譯標志。2013年10月初完成野外調(diào)查和實地驗證，2013年解譯精度為92%，其他年份解譯精度驗證參考歷史文獻[14- 15]等其他歷史資料，精度范圍為82%—88%，平均精度約為86%，滿足本次研究的需要。根據(jù)鹽城海濱濕地植被分布的層次性，并結(jié)合海濱地區(qū)土地開發(fā)利用特點，將研究區(qū)景觀類型劃分為自然景觀和人工景觀兩大類，其中自然景觀包括光灘、蘆葦(Pragmitescommunis)、堿蓬(Sauedaspp.)、茅草(Aeluropuslittoralis)、互花米草(Spartinaspp.)和河流或潮溝，人工景觀包括農(nóng)田、水產(chǎn)養(yǎng)殖塘、鹽田、建筑用地和道路。

2.2 研究思路與景觀指數(shù)選取

本文研究圍墾對景觀格局的影響主要從圍墾對區(qū)域景觀格局的影響、圍墾對墾區(qū)內(nèi)部景觀格局的影響和不同墾區(qū)在圍墾前、圍墾期間及圍墾后景觀格局變化差異3個方面進行研究。

區(qū)域景觀格局變化分析中，將研究區(qū)分為南北跨度相當?shù)?個分區(qū)：未圍區(qū)(Ⅰ區(qū)，下同)和已圍區(qū)(Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū)，下同)，對比未圍墾區(qū)與已圍墾區(qū)之間景觀變化差異，并分析其中的原因；墾區(qū)內(nèi)部景觀格局變化分析中，對海豐墾區(qū)、海北墾區(qū)和金豐墾區(qū)圍墾過程中景觀變化狀況及原因進行分析；不同墾區(qū)景觀格局變化對比分析中，對各個墾區(qū)圍墾前、圍墾期間以及圍墾后這3個階段景觀格局變化情況進行對比分析，并探索其中的差異與原因。最后根據(jù)以上研究結(jié)果，并結(jié)合研究區(qū)圍墾現(xiàn)狀及圍墾特征方面信息，探索和討論圍墾與景觀格局變化之間的聯(lián)系。

由于定量描述景觀格局的指數(shù)較多，而且很多指數(shù)之間的相關(guān)性也很高，所以同時采用多種指數(shù)(尤其是同一種景觀類型的指數(shù))并不增加“新”的信息[17]。本文從類型水平上選取斑塊面積(CA)分析圍墾對各研究范圍景觀結(jié)構(gòu)的影響；從景觀水平選取斑塊個數(shù)(NP)和斑塊密度(PD)來描述景觀破碎度變化；從景觀水平選取面積加權(quán)平均斑塊分維數(shù)(FRAC_AM)和香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)描述景觀形狀與多樣性變化。景觀格局指數(shù)的計算與獲取均在FRAGSTATS 3.3中完成。景觀指數(shù)計算公式[8]見表1。

3 研究結(jié)果

3.1 圍墾現(xiàn)狀及其特征

圖2 1973—2013江蘇鹽城海濱地區(qū)不同時段圍墾范圍 Fig.2 The range of reclamation in different time periods from 1973 to 2013 in Yancheng, Jiangsu

圖3 1973—2013年江蘇鹽城海濱地區(qū)不同時段圍墾面積 Fig.3 The area of reclamation in different time periods from 1973 to 2013 in Yancheng, Jiangsu

江蘇沿海灘涂資源豐富，圍墾歷史悠久，匡圍經(jīng)驗豐富，1949年中華人民共和國成立以來，主要經(jīng)歷了4次較大規(guī)模的灘涂圍墾開發(fā)活動[18]，累計匡圍灘涂203個墾區(qū)，匡圍灘涂總面積268 667 hm2[3]。本次研究中，1973—2013年期間研究區(qū)內(nèi)共圍墾了60281 hm2，5個時間段分別圍墾了2491、24018、5381、23414 hm2和7467 hm2。研究區(qū)內(nèi)圍墾活動具有如下幾方面特征：從不同時段墾區(qū)空間布局(圖2)來看，1995年以前圍墾活動主要為高灘匡圍，墾區(qū)范圍邊界平行于海岸線，1995年以后主要集中于高、中潮帶。從不同時段墾區(qū)空間形狀來看，圍墾區(qū)由塊狀向條帶狀轉(zhuǎn)變，并平行于海岸線向海推進，且離海岸線越近條帶特征越明顯。這從側(cè)面反映了隨著圍墾強度加大，圍墾難度也在上升：早期圍墾過程中，起圍點較高，潮灘發(fā)育穩(wěn)定，潮溝較少，圍墾難度小，墾區(qū)面積較大且較規(guī)整；而后期圍墾中，起圍高程下降，灘面發(fā)育不穩(wěn)定，潮溝也較多，圍墾難度加大，墾區(qū)面積較小且分布破碎。從不同時段圍墾強度來看，1973年以來年平均圍墾面積總體上呈減少趨勢，以10a為間隔各階段圍墾面積也表現(xiàn)出升降交替的特征(圖3)，在1973—1984年和1995—2005年兩個時段內(nèi)年平均圍墾面積較大，分別為2183.4 hm2/a和2341.5 hm2/a(表2)。

前者受20世紀70年代中后期至80年代初期“解決人多地少的矛盾, 以增加耕地為目的的單一經(jīng)營糧棉”計劃影響，后者受“九五”期間建設(shè)“海上蘇東”的百萬畝灘涂加速圍墾開發(fā)計劃刺激；而1984—1995年和2005—2013年兩個時段較小，僅有489.2 hm2/a和933.5 hm2/a(表2)，這主要受前兩個階段已經(jīng)開發(fā)了大面積灘涂的限制。

3.2 圍墾對區(qū)域景觀格局影響

1973—2013年研究區(qū)內(nèi)景觀變化情況見圖4。研究區(qū)景觀結(jié)構(gòu)變化選取CA指數(shù)表示，不同景觀類型CA值的大小能夠反映出其間物種、能量和養(yǎng)分等信息流的差異[8]。從表3中可以看出：未圍區(qū)由于基本未受圍墾活動影響，景觀類型一直以自然景觀為主導(dǎo)，且面積較為穩(wěn)定，維持在13000 hm2以上；而已圍區(qū)隨著圍墾強度不斷加大，自然景觀面積不斷減少，1973—2013年Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū)共減少了57502.5 hm2，在此過程中自然景觀的主導(dǎo)地位逐漸喪失，大致在2000年以后景觀類型以人工景觀為主導(dǎo)。這主要由于隨著圍墾活動不斷進行，海濱地區(qū)茅草、堿蓬、蘆葦和互花米草等自然景觀不斷被侵占，取而代之的是農(nóng)田、水產(chǎn)養(yǎng)殖塘、鹽田和建筑用地等人工景觀。

表1 景觀指數(shù)計算方法Table 1 Computational methods of landscape indices

表2 1973—2013年江蘇鹽城海濱地區(qū)不同時段圍墾速率Table 2 The rate of reclamation in different time periods from 1973 to 2013 in Yancheng, Jiangsu

圖4 1973—2013年江蘇鹽城海濱地區(qū)(研究區(qū))景觀格局變化Fig.4 Landscape pattern of study area from 1973 to 2013 in Yancheng, Jiangsu

FRAC_AM在一定程度上也反映了人類活動對景觀格局的影響。一般來說，受人類活動干擾小的自然景觀的分數(shù)維值高，而受人類活動影響大的人工景觀的分數(shù)維值低[8]。如圖5所示，未圍區(qū)形狀分維指數(shù)呈上升趨勢，1973—2013年由1.10上升到1.15，說明該區(qū)自然植被由于未受人類圍墾活動影響，在原始狀態(tài)下保持自然演替，其斑塊形狀較為自然。而已圍區(qū)形狀分維指數(shù)變化略顯復(fù)雜：總體來看呈下降趨勢，1973—2013年Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū)分別下降了0.026、0.028和0.026，這是由于隨著圍墾強度不斷加大，斑塊形狀較為復(fù)雜的自然斑塊逐漸消失，取而代之的是斑塊形狀較為規(guī)則的人工景觀；具體來看，形狀分維指數(shù)在前期又有一段上升過程(圖5)，這可能由于前期圍墾活動時間跨度長，堤內(nèi)潮灘濕地與外部海域全部或部分隔絕, 墾區(qū)水域鹽度逐漸降低, 土壤表層不再有波浪或潮汐帶來的泥沙沉積, 土壤因地下水位下降而不斷脫鹽[19]。生境條件的變化，促進原有植被在相對較短周期內(nèi)演替與擴張，導(dǎo)致斑塊形狀復(fù)雜程度上升。

NP反映景觀的空間格局，用于描述整個景觀的異質(zhì)性；PD與NP呈正相關(guān)關(guān)系，兩者的結(jié)合能夠明確的反映景觀空間結(jié)構(gòu)的復(fù)雜性，與景觀破碎化程度成正比[8]。從圖5可以看出：未圍區(qū)斑塊數(shù)量和斑塊密度都保持較低水平，除了1995年略有上升外，分別基本維持在30和0.2左右，1995年上升是由于互花米草正處于擴散期，說明在未受圍墾活動影響下，景觀破碎度維持較低水平；已圍區(qū)斑塊數(shù)量和斑塊密度總體上呈上升趨勢， 1973—2013年Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū)這兩個指標分別上升了56和0.23，34和0.23，19和0.18。而整個過程上又先升后降，主要由于隨著圍墾強度不斷加大，自然植被斑塊由整體連貫狀態(tài)被分割成零星破碎狀態(tài)，破碎化程度總體上升，但隨著茅草、堿蓬和蘆葦?shù)茸匀恢脖粐鷫ùM，破碎的小斑塊也將被人工景觀替代，因此破碎化程度有稍有下降。

圖5 1973—2013年未圍區(qū)和已圍區(qū)景觀破碎度、面積加權(quán)平均斑塊分維數(shù)和多樣性變化Fig.5 The changes of PD, FRAC_AM, SHDI in reclamation and unreclamation from 1973 to 2013

景觀多樣性指數(shù)值的大小反映景觀的多少和各景觀要素所占比例的變化。SHDI=0表明整個景觀僅由一個斑塊組成；SHDI增大，說明斑塊類型增加或各斑塊類型在景觀中呈均衡化趨勢分布[8]。未圍區(qū)多樣性指數(shù)不斷上升(圖5)，到2000年達1.50，之后維持較高水平。這主要由于新增植被—互花米草面積不斷增加，且于2000年完成其加速擴散過程而大面積成片分布。已圍區(qū)多樣性指數(shù)都呈現(xiàn)先升后降的“n型”趨勢，且Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ區(qū)峰值均出現(xiàn)在2000年，分別為1.82、1.85和1.79。這主要由于2000年以前圍墾區(qū)域主要為潮上帶，圍墾導(dǎo)致茅草、堿蓬為代表的占主導(dǎo)地位的自然景觀斑塊面積不斷下降，而農(nóng)田、水產(chǎn)養(yǎng)殖塘等新增人工景觀斑塊面積相應(yīng)的上升，導(dǎo)致景觀多樣性指數(shù)上升；2000以后，圍墾活動轉(zhuǎn)向中、高潮帶導(dǎo)致茅草、堿蓬和互花米草等自然景觀斑塊面積減少甚至消失，而農(nóng)田和水產(chǎn)養(yǎng)殖塘等人工景觀斑塊面積主導(dǎo)地位逐漸加大，因此多樣性指數(shù)下降。

3.3 圍墾對墾區(qū)內(nèi)景觀格局影響

海豐墾區(qū)景觀結(jié)構(gòu)初期以茅草和堿蓬為主(圖6)，圍墾使得這兩類斑塊類型逐漸轉(zhuǎn)為農(nóng)田和水產(chǎn)養(yǎng)殖塘，反映了該墾區(qū)利用方式主要為種植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)。另外圍墾初期蘆葦面積有所上升，可能由于圍墾加快土壤脫鹽而有利于蘆葦生長與擴散[20]，而圍墾后期由于港口建設(shè)以及政策影響，建筑用地和農(nóng)田面積略有增加。由于該區(qū)人工景觀面積不斷增加，斑塊形狀分維指數(shù)總體上呈下降趨勢(圖6)，由1973年的1.11下降到2013年的1.05，斑塊形狀變得簡單規(guī)則。墾區(qū)內(nèi)破碎化程度都呈現(xiàn)先升后降再升(圖6)，1973—1984年斑塊密度上升到0.53，這是由于圍墾前自然植被擴散過程中出現(xiàn)一些新增小斑塊，景觀破碎度上升；1984—2000年又上升到0.65，主要由于圍墾使原有植被大斑塊破碎，導(dǎo)致斑塊數(shù)量有所上升；隨著圍墾結(jié)束，破碎的自然植被斑塊完全被人工景觀取代，斑塊密度下降到0.35，景觀破碎度下降；而隨著新一輪沿海發(fā)展計劃進行，斑塊密度又上升到0.56，景觀破碎度上升。

圖6 1973—2013年海豐墾區(qū)景觀結(jié)構(gòu)、景觀破碎度和面積加權(quán)平均斑塊分維數(shù)變化Fig.6 The changes of landscape structure, PD and FRAC_AM in Haifeng reclamation from 1973 to 2013

海北墾區(qū)圍墾初期景觀類型以堿蓬和光灘為主(圖7)，圍墾活動使得這兩種斑塊類型轉(zhuǎn)為水產(chǎn)養(yǎng)殖塘和農(nóng)田，而在圍墾后期大面積水產(chǎn)養(yǎng)殖塘又轉(zhuǎn)為農(nóng)田，這反映該墾區(qū)利用方式以種植業(yè)為主。形狀分維指數(shù)除了前3個年份略有上升外，總體呈下降趨勢(圖7)，由1998年1.13下降到2013年1.04。這主要由于前期未受圍墾影響，堿蓬處于自然擴展狀態(tài)，斑塊形狀較為復(fù)雜，而之后在圍墾影響下，斑塊形狀日趨規(guī)則。景觀破碎度方面，斑塊密度指數(shù)由1992年0.48先降到1998年0.38(圖7)，先降是由于圍墾前堿蓬斑塊擴張過程中，零星的小斑塊被合并，斑塊數(shù)量的以減少；后來受圍墾活動影響，堿蓬斑塊出現(xiàn)破碎，斑塊數(shù)量增多，破碎度上升，到2005年上升至0.54；而圍墾后期破碎的堿蓬斑塊完全消失，斑塊數(shù)量得以下降，到2013年又降為0.44。

圖7 1992—2013年海北墾區(qū)景觀結(jié)構(gòu)、景觀破碎度和面積加權(quán)平均斑塊分維數(shù)變化Fig.7 The changes of landscape structure, PD and FRAC_AM in Haibei reclamation from 1992 to 2013

金豐墾區(qū)圍墾前主要以光灘為主(圖8)，到2003年互花米草和堿蓬占較大一部分面積，受圍墾影響，2005以后全區(qū)以水產(chǎn)養(yǎng)殖塘斑塊為主導(dǎo)，且主導(dǎo)地位不斷加強，說明該墾區(qū)利用方式為水產(chǎn)養(yǎng)殖。形狀分維指數(shù)方面，由1995年的1.04先升至2005年的1.19，主要由于圍墾前自然植被在原始狀態(tài)下擴張，斑塊形狀趨于復(fù)雜，而之后受圍墾影響，整體斑塊形狀日益簡單、規(guī)則，到2013年又降至1.08(圖8)。景觀破碎度方面，1995—2003年，全區(qū)由裸灘狀態(tài)逐漸到有堿蓬和互花米草等斑塊類型分布，斑塊數(shù)量和斑塊密度均略有上升，分別上升了7和0.52；2003—2008年受圍墾活動影響，斑塊數(shù)量和斑塊密度指數(shù)迅速上升，分別上升了13和0.8，破碎化程度加速上升；圍墾后期，全區(qū)逐漸以水產(chǎn)養(yǎng)殖塘斑塊為主導(dǎo)，斑塊數(shù)量和斑塊密度下降，分別下降了10和0.5，破碎化程度減緩。

圖8 1995—2013年金豐墾區(qū)景觀結(jié)構(gòu)、景觀破碎度和面積加權(quán)平均斑塊分維數(shù)變化Fig.8 The changes of landscape structure, PD and FRAC_AM in Jinfeng reclamation from 1995 to 2013

3.4 墾區(qū)之間景觀格局變化對比

盡管不同墾區(qū)建立時間不一致，景觀變化在同一時間沒有可比性，而各個墾區(qū)具有的相同圍墾階段(即圍墾前、圍墾期間和圍墾后)，表4是根據(jù)不同墾區(qū)的圍墾階段對影像數(shù)據(jù)的年份進行劃分。

表4 1973—2013年海豐、海北和金豐墾區(qū)圍墾階段與利用方式Table 4 The stages and development modes of Haifeng, Haibei and Jinfeng reclamation

結(jié)合圖6—圖8數(shù)據(jù)，圍墾前，景觀面積方面，3個墾區(qū)都以自然景觀為主導(dǎo)，且海北和金豐墾區(qū)由于植被擴散或演替，植被面積逐漸增加，分別增加了1565 hm2和1290 hm2；海豐墾區(qū)由于相對處于內(nèi)陸，墾區(qū)內(nèi)早已被植被覆蓋，圍墾使植被面積減少了2645 hm2。斑塊形狀方面，海北和金豐墾區(qū)形狀指數(shù)呈下降趨勢，均趨于復(fù)雜、自然；海豐墾區(qū)基本不變，原因與面積變化相同。景觀破碎度方面，海豐墾區(qū)斑塊密度有所上升，約為0.15，原因可能由于該墾區(qū)相對處于內(nèi)陸,淤積較早，其內(nèi)部某些地區(qū)在植被生長過程中土壤環(huán)境得以改良，而更加適合鄰近其他植被生長而受到入侵[20](如部分茅草被蘆葦取代)，導(dǎo)致斑塊數(shù)量增多，斑塊破碎度上升；海北墾區(qū)破碎度不斷下降，斑塊密度指數(shù)下降了0.1，原因為墾區(qū)內(nèi)部植被主要為堿蓬，向海先鋒斑塊多呈破碎、分離狀態(tài)，隨著堿蓬不斷向海擴散，這些小斑塊相互合并成大斑塊，導(dǎo)致斑塊數(shù)量變少，斑塊破碎度下降；而金豐墾區(qū)由于離海較近，植被生長較晚，墾區(qū)內(nèi)植被主要為堿蓬和米草，在這兩種植被剛擴散時，植被斑塊處于零星、分散狀態(tài)，導(dǎo)致斑塊密度增加了0.52，斑塊破碎度出現(xiàn)上升。

圍墾期間，3個墾區(qū)的景觀面積、斑塊形狀以及景觀破碎度變化趨勢一致。景觀面積方面，3個墾區(qū)自然景觀面積分別減少了5691、4781 hm2和2022 hm2，而人工景觀逐漸占主導(dǎo)地位。正是由于人工景觀面積不斷增多，斑塊形狀分維指數(shù)不斷下降，3個墾區(qū)分別下降了0.02、0.05和0.03，斑塊形狀由之前的復(fù)雜狀態(tài)轉(zhuǎn)為簡單、規(guī)則。景觀破碎度也均呈現(xiàn)先升后降的趨勢，先升是由于圍墾初期開發(fā)強度不斷增大，自然斑塊不斷破碎，另外出現(xiàn)農(nóng)田和水產(chǎn)養(yǎng)殖塘等新斑塊類型，導(dǎo)致斑塊數(shù)量增多，景觀破碎度上升；圍墾后期，受可圍墾面積限制，圍墾強度下降，另外大多破碎的自然斑塊陸續(xù)被規(guī)整的人工斑塊取代，斑塊數(shù)量逐漸下降，景觀破碎度下降。

圍墾后，海豐和海北墾區(qū)景觀面積均維持圍墾末期狀態(tài)，即人工景觀占主導(dǎo)，面積基本不變；而金豐墾區(qū)人工景觀面積不斷增加，約為361 hm2，這是由于墾區(qū)建立后，墾區(qū)周邊臨近海的地區(qū)圍墾活動仍在繼續(xù)。3個墾區(qū)的斑塊形狀與圍墾期間變化一致，即趨于簡單、規(guī)則，這是由于圍墾后景觀格局基本定型，只有部分人工景觀的調(diào)整。景觀破碎度方面，海北和金豐墾區(qū)均維持圍墾末期狀態(tài)，景觀破碎度呈下降趨勢，原因與斑塊形狀相似；而海豐墾區(qū)破碎度先降后升，下降的原因與前者一致，之后上升是受港口建設(shè)的影響，導(dǎo)致建筑用地等斑塊數(shù)量增多，導(dǎo)致景觀破碎度有所上升。

4 討論

4.1 灘涂圍墾特征對景觀格局變化影響

江蘇鹽城海濱地區(qū)圍墾特征可以從時間和空間兩個方面概括。從圍墾時間上看，1973—2013年5個時段內(nèi)，圍墾面積呈升降交替的特征。沈永明等[5]在對江蘇沿海圍墾現(xiàn)狀的研究結(jié)果表明：從20世紀50年代開始到現(xiàn)在，總體上看, 江蘇沿海灘涂年平均圍墾面積有減少的趨勢, 而在每一個時期又呈現(xiàn)出10a間隔的一升一降特性。這一結(jié)果與本次研究結(jié)果基本一致(圖3)。然而圍墾面積這樣一升一降特征，導(dǎo)致景觀格局變化也出現(xiàn)類似的差異：如1995—2005年，圍墾面積較大，相應(yīng)地斑塊面積和景觀破碎度變化也較大；而在2005—2013年，圍墾面積、斑塊面積和景觀破碎度方面變化較小。從圍墾區(qū)域的空間分布看，1973—2013年匡圍區(qū)域平行于海岸線，且呈條帶狀向海推進，這種條帶帶寬在推進過程中逐漸變窄，這從側(cè)面反應(yīng)圍墾難度增大，圍墾強度總體下降。王紅艷等[2]在研究江蘇沿海灘涂的淤積狀況中指出，現(xiàn)實情況中江蘇沿海圍墾速率遠快于灘涂的自然淤長速率，起圍高程在逐年降低，90年代下降到3.7 m左右，2004年圍成的大唐呂四港電廠圍區(qū)的起圍高程更降低到了3 m以下，這也側(cè)面反應(yīng)沿海圍墾難度逐漸加大，可圍區(qū)域不斷減少。1995年以前匡圍區(qū)域基本在海堤以內(nèi)，而之后圍墾活動在海堤外進行，隨著堤外圍墾活動不斷進行，海濱地區(qū)景觀結(jié)構(gòu)由原來自然景觀為主逐漸轉(zhuǎn)為人工景觀占主導(dǎo)，斑塊形狀逐漸趨于簡單規(guī)則，景觀多樣性逐漸下降。本文對圍墾特征與景觀格局變化關(guān)系作出的研究還停留于現(xiàn)象分析，而更多有關(guān)圍墾與景觀生態(tài)學(xué)影響機理的研究目前仍然缺乏，今后應(yīng)將圍墾引起的潮灘生態(tài)因子變化與景觀格局變化相聯(lián)系，對其中的內(nèi)在關(guān)聯(lián)進行探討。

4.2 墾區(qū)利用方式對景觀格局變化影響

另外，從墾區(qū)景觀格局變化比較中發(fā)現(xiàn)，圍墾后墾區(qū)利用方式差異對景觀格局變化具有一定的影響。楊曉玲等[21]對不同利用方式的墾區(qū)(農(nóng)業(yè)區(qū)、笆斗區(qū)和三倉區(qū))景觀格局變化差異進行分析：農(nóng)業(yè)區(qū)(以種植業(yè)為主)景觀破碎度減小，斑塊形狀趨于簡單規(guī)則；笆斗區(qū)(以種植業(yè)、林業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主)和三倉區(qū)(以種植業(yè)、養(yǎng)殖業(yè)和風(fēng)力發(fā)電為主)景觀破碎度增大，斑塊形狀趨于復(fù)雜自然。本文研究也表明，不同利用方式的墾區(qū)斑塊形狀和破碎度變化也存在差異，特別是破碎度方面，海豐墾區(qū)變化最為復(fù)雜，呈“升—降—升”趨勢，由0.04升到0.70，再降到0.35，最后再升到0.56；海北墾區(qū)呈“降—升—降”趨勢，由0.48降到0.38，再升到0.60，最后再降到0.44；而金豐墾區(qū)呈“升—降”趨勢，由1.19上升到2.49，再降到1.98(圖6—圖8)。出現(xiàn)這種差異的原因可能是因為：以種植業(yè)為主的墾區(qū)，對土地質(zhì)量要求較高，加之墾區(qū)建立時間較早，墾區(qū)開發(fā)水平和力度也較低，匡圍后土壤脫鹽時間相對較長，因此圍墾周期較長，局部地區(qū)在較長時間內(nèi)出現(xiàn)圍而不墾的現(xiàn)象，這也為景觀格局變化留下了較多的“痕跡”，如海北墾區(qū)；以養(yǎng)殖業(yè)為主的墾區(qū)，對土地質(zhì)量要求相對較低，加之墾區(qū)建立時間較晚，墾區(qū)開發(fā)水平和力度也較高，因此土地覆蓋類型變化較快，圍墾周期較短，景觀格局變化過程較短暫，如金豐墾區(qū)；而兩種開發(fā)方式混合開發(fā)的墾區(qū)，受到這兩種開發(fā)方式的綜合影響，如海豐墾區(qū)。圍墾方式差異與景觀格局變化方面確實存在一定的聯(lián)系，而受數(shù)據(jù)的限制，本文及之前的研究中都沒有得出其中內(nèi)在的本質(zhì)關(guān)聯(lián)，更多有關(guān)機理性聯(lián)系，需要對更多墾區(qū)景觀數(shù)據(jù)進行分析。

5 結(jié)論

1973—2013年江蘇鹽城海濱地區(qū)圍墾特征以10a為間隔，圍墾區(qū)域平行于海岸線呈條帶狀向海推進，且條帶逐漸變窄；圍墾難度逐漸加大，總體上圍墾強度呈減小趨勢，過程上圍墾面積呈升降交替狀態(tài)；圍墾后墾區(qū)利用方式差異，主要以種植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)為主。這種圍墾特征對區(qū)域和墾區(qū)景觀格局變化的影響如下：

(1)區(qū)域景觀格局變化方面，1973—2013年，已圍墾區(qū)域自然植被面積共減少了30551 hm2，斑塊形狀指數(shù)均降到1.08左右，整體形狀趨于簡單規(guī)則，破碎化程度分別上升了0.21、0.23和0.17，多樣性均先升后降，升幅約0.8，降幅約0.5；而未圍墾區(qū)域自然景觀面積增加了4753 hm2，斑塊形狀由1.10上升到1.15，整體形狀日益復(fù)雜自然，景觀破碎度保持較低水平，在0.17—0.21之間，而景觀多樣性指數(shù)上升了0.41。

(2)墾區(qū)內(nèi)部景觀格局變化方面，海北、海豐、金豐墾區(qū)自然景觀不斷向人工景觀轉(zhuǎn)移，圍墾期間分別轉(zhuǎn)移了5691、4781和2022 hm2；海北和海豐墾區(qū)斑塊形狀不斷趨于簡單規(guī)則，形狀指數(shù)分別下降0.8和0.5，而金豐墾區(qū)形狀指數(shù)上升了0.4；景觀破碎度方面3個墾區(qū)分別呈“升—降—升”、“降—升—降”和“升—降”趨勢。

(3)各墾區(qū)景觀格局變化比較方面，圍墾前，各墾區(qū)景觀面積和斑塊形狀變化差異不大，而受地理位置距海遠近的影響，景觀破碎度變化差異明顯，海豐墾區(qū)上升了0.15，海北墾區(qū)下降了0.1，而金豐墾區(qū)上升了0.52；圍墾期間各墾區(qū)景觀格局變化較一致；圍墾后，各墾區(qū)景觀格局變化也基本維持圍墾末期狀態(tài)，除非受新一輪人類活動干擾。

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The changes of coastal wetland landscape pattern based on the characteristics of reclamation: a case study in coastal wetland of Yancheng, Jiangsu Province,China

FANG Renjian, SHEN Yongming*, SHI Haidong

CollegeofGeography,NanjingNormalUniversity,Nanjing210046,China

To investigate the impact of reclamation on the landscape pattern of coastal wetlands in Yancheng, northern Jiangsu of China, RS, GIS and FRAGSTATS technologies were applied to analyze the remote sensing data from 1973 to 2013 as basic information resource. Changes of landscape between reclaimed and unreclaimed zones in the national nature reserve of Yancheng, were compared and analyzed from Chuandong Port to Xinyang Port, especially among Haifeng, Haibei and Jinfeng reclamation sites. Characteristics of the reclamation in studied areas from 1973 to 2013 were concluded as follows by a 10-year time interval: Firstly, the ranges of reclamation were stripped in shape, parallel to the coastline, and advanced offshore with width narrowing gradually. Secondly, the difficulty of reclamation increased progressively, and the overall intensity of reclamation showed a decrease tendency while the areas hovered unsteadily during its processes. Thirdly, the land use types diversified remarkably after the reclamation, which were mainly crop cultivation and aquaculture. Consequently, it was found that in the unreclaimed zone I, the natural vegetation area increased by 4762 hm2, the patch shape tended to be more complex or irregular, FRAC_AM increased from 1.10 to 1.15, and the degree of landscape fragmentation remained low between 0.17 to 0.21 while the landscape diversity increased from 1.11 to 1.52. On the contrary, in reclamation zones II, III and IV, the natural vegetation area increased by 9873 hm2, 13788 hm2and 6890 hm2, the patch shape tended to be more simple or regular, FRAC_AM decreased by 0.03, 0.03 and 0.02, and the degree of landscape fragmentation increased by 0.21, 0.23 and 0.17 while the landscape diversity firstly increased and then decreased by 0.8 and 0.5 respectively. Though the changes of landscape areas and the shape of patches in single reclamation sites were similar to that of the whole reclamation zone, landscape fragmentation primarily increased and then decreased. The natural landscape was progressively transformed into artificial landscape, and the patch shape tended to be more simple or regular in Haifeng, Haibei, while more complex and natural in Jinfeng. Meanwhile, the changes of fragmentation were distinctive form each other that, the tend of which were “up-down-up”, “ down-up- down” and “up-down”, respectively. Before reclamation, the differences between the changes of landscape area and patch shape were neglectable, but was significant in the landscape fragmentation. Landscape pattern changes were similar among Haifeng, Haibei and Jinfeng during the period of land reclamation, and that of each site maintained the condition at the end of reclamation, except in the presence of a new round of human disturbance.

reclamation; coastal wetlands; landscape pattern; fragmentation index; Yancheng, China

國家重點基礎(chǔ)研究發(fā)展計劃(973計劃)項目(2013CB956503)；浙江省海洋文化與經(jīng)濟研究中心項目(13HYJDYY08)

2014- 01- 04;

2014- 07- 10

10.5846/stxb201401040023

*通訊作者Corresponding author.E-mail: yongmsh@163.com

方仁建，沈永明，時海東.基于圍墾特征的海濱地區(qū)景觀格局變化研究——以鹽城海岸為例.生態(tài)學(xué)報,2015,35(3):641- 651.

Fang R J, Shen Y M, Shi H D.The changes of coastal wetland landscape pattern based on the characteristics of reclamation: a case study in coastal wetland of Yancheng, Jiangsu Province, China.Acta Ecologica Sinica,2015,35(3):641- 651.