張明明， 張黎俊， 粟海軍①， 蔡靜蕓， 胡燦實

(1.貴州大學林學院， 貴州 貴陽 550025； 2.貴州大學生物多樣性與自然保護研究中心， 貴州 貴陽 550025； 3.貴州大學生命科學學院， 貴州 貴陽 550025)

景觀由相互作用的斑塊以一定規(guī)律組成，是大小和形狀各異的景觀要素在空間上的排列和組合[1]。景觀格局的變化是各種生態(tài)過程在不同尺度上綜合作用的結果，不僅影響景觀中物質(zhì)循環(huán)和能量流動，對景觀功能和過程，以及區(qū)域生物多樣性和某些重要生態(tài)過程也有深刻影響[2]。對某一區(qū)域景觀格局的研究是揭示該區(qū)域生態(tài)狀況和空間變異特征的有效手段，還可以揭示與生態(tài)過程相關的區(qū)域資源環(huán)境問題[3]。

景觀格局變化主要表現(xiàn)為土地利用和土地覆蓋變化引起的景觀類型和景觀格局的時空變化，驅動因素主要包括自然因素(地質(zhì)、地貌、氣候、水文、植被、土壤等)和人為因素(人口、經(jīng)濟、政策等)[4]。自然因素常在較大時空尺度上作用于景觀，在大環(huán)境背景上控制景觀變化[5]；而人為因素則是在較短時間尺度上影響資源動態(tài)變化的重要驅動力[6]。自然過程和人類活動的綜合作用導致景觀由單一、均質(zhì)和連續(xù)的整體演變?yōu)閺碗s、異質(zhì)和不連續(xù)的斑塊鑲嵌體，即景觀破碎化[7]，這種變化導致景觀結構和功能的變化，影響著景觀內(nèi)物種豐富度、分布、種群的生存能力、抗干擾能力，以及該景觀生態(tài)過程和邊緣效應，甚至影響整個生態(tài)系統(tǒng)健康[8]。

近年來，景觀格局變化和濕地景觀及生態(tài)系統(tǒng)健康的研究引起國內(nèi)外廣泛重視，在科學研究和保護管理方面發(fā)揮著重要作用[9]。通常使用的研究方法有指示物種法和指標體系法2種[10]，其中，指標體系法同時考慮自然和人為活動因素，綜合分析生態(tài)、社會、經(jīng)濟等因素對濕地生態(tài)系統(tǒng)的影響，受到更廣泛認可和應用，景觀發(fā)展強度指數(shù)(landscape development intensity index，LDI)是其中的重要方法[11]。該方法通過GIS和遙感影像數(shù)據(jù)在大尺度乃至區(qū)域水平對濕地健康狀況作評價，核心思想是人類活動同土地利用相聯(lián)系，對生態(tài)系統(tǒng)的功能、健康、整合性等產(chǎn)生影響，通過土地利用類型來評價人類干擾強度，揭示不同時期交錯的景觀分布，發(fā)現(xiàn)其潛在的變化規(guī)律及影響機制[12]。

基于草海國家級自然保護區(qū)1974、1992、2001和2015年4期景觀數(shù)據(jù)，對不同時期景觀格局特征、格局變化和發(fā)展強度等進行分析，以期揭示保護區(qū)景觀格局與生態(tài)過程相互作用的機制，進而對景觀變化方向、過程和效應進行模擬、預測，為研究區(qū)資源環(huán)境的合理有效利用提供重要參考。

1 研究地概況

草海國家級自然保護區(qū)地處貴州省畢節(jié)市威寧縣城西南部(26°47′～26°52′ N， 104°10′～104°20′ E)，地勢坦闊，南北長約40 km，東西寬約7～8 km，湖底海拔為2 170 m，最深可達5 m，平均深度大約為2 m[13](圖1)。

圖1 草海國家級自然保護區(qū)和草海濕地示意

草海是一個完整、典型的喀斯特高原濕地生態(tài)系統(tǒng)，也是云貴高原上最重要的鳥類越冬棲息地，保護區(qū)主要保護對象為完整的亞熱帶高原喀斯特淡水湖泊濕地生態(tài)系統(tǒng)以及黑頸鶴、灰鶴等珍稀鳥類和其他珍稀瀕危動植物[14]。草海國家級自然保護區(qū)干濕季節(jié)分明，冬春為干季，夏秋為濕季，年均氣溫為10.5 ℃，年降水量約為951 mm，草海濕地水源補給以大氣降水為主，地下水為輔，年匯水量約為800～900萬m3[15]。草海濕地歷史上發(fā)生過巨大變遷：1949年前，草海水位為2 175 m，水域面積最大可達45 km2；1958年首次實施排水造田，水面面積縮減至31 km2；1970年再次實施大規(guī)模排水工程，導致草海幾乎被排干，僅存水面面積不足5 km2和部分沼澤地，草海大部分湖底被開墾或耕地，濕地景觀被完全改變，濕地生態(tài)系統(tǒng)遭到嚴重破壞[16]。1980—1982年，貴州省人民政府開始恢復草海濕地，設計水位高程為2 717.7 m(豐水期約為2 172.0 m，枯水期約為2 171.2 m)，濕地水域面積恢復至約25 km2(豐水期約為26.05 km2，枯水期約為15.00 km2)，草海濕地生態(tài)系統(tǒng)才得以逐漸恢復[17]。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與解譯

在地理信息系統(tǒng)和遙感技術支持下，結合草海國家級自然保護區(qū)的區(qū)域特點，確定保護區(qū)多類濕地景觀類型。以1974年5月航拍1∶5萬地形圖、1992年8月TM數(shù)據(jù)、2001年6月Landsat ETM+數(shù)據(jù)和2015年4月Landsat 8 OLI數(shù)據(jù)等4期影像資料為基本信息源，并利用2014—2017年野外采集的大量GPS點位信息、實地景觀照片庫、植被類型圖等作為地面控制校正點和景觀分類的重要輔助資料，精度控制在0.5個像元內(nèi)。數(shù)據(jù)處理主要步驟為：采用ArcGIS 10.0軟件對校正后的草海區(qū)域進行處理，采用掩膜提取方法裁剪得到草海國家級自然保護區(qū)影像圖[18]；采用ERDAS IMAGINE 9.2軟件對4期保護區(qū)遙感原始數(shù)據(jù)進行圖像融合，并基于立方卷積插值法進行圖像重采樣，進一步使用優(yōu)化監(jiān)督分類對圖像進行解譯和利用；采用FRAGSTATS 4.0軟件分別研究區(qū)景觀指數(shù)。

2.2 區(qū)域景觀類型的提取

利用衛(wèi)星遙感影像光譜特征，結合研究區(qū)地形地貌、水文特征和植物群落分布，并考慮黑頸鶴、灰鶴等重點水鳥越冬生境選擇因素，將研究區(qū)劃分為耕地、林地、荒地、灘涂、沼澤、建設用地和湖泊7種景觀類型(表1)。

2.3 景觀格局評價指標的選擇與計算

景觀評價指標值能高度濃縮景觀發(fā)展的信息。通過對指標的計算分析，能有效反映景觀結構組成和動態(tài)變化，將研究區(qū)景觀空間變化與時間過程緊密地結合起來。筆者選取景觀斑塊數(shù)、斑塊面積、破碎度、多樣性指數(shù)、優(yōu)勢度和均勻度等指標[19]。

表1草海國家級自然保護區(qū)景觀類型及劃分依據(jù)

Table1ThelandscapetypecategoriesofCaohaiNationalNatureReserve

景觀類型類型定義及分類依據(jù)耕地包括雜草地、玉米地、綠肥地、蔬菜地、耕地、農(nóng)作物地等林地以喬木為主的有林地(包括天然林和人工林)荒地無或極稀疏植被用地(包括新翻耕但還未種植作物的用地類型)灘涂湖泊常水位至洪水位間的潮浸地帶或僅有少量植物殘茬的泥濘區(qū)域草甸型沼澤以多年生草本植物群落為主的沼澤地建設用地住宅、工廠、公路等基礎設施用地湖泊湖泊明水面

(1)景觀斑塊數(shù)(N)

景觀斑塊數(shù)表示不同斑塊數(shù)量的總和。

(2)斑塊面積(A)

斑塊面積反映某類景觀要素斑塊的規(guī)模大小，直接影響區(qū)域生物量及多樣性。

(3)景觀破碎度(C)

C=N/A。

(1)

式(1)中，N為景觀總斑塊數(shù)；A為景觀總面積，hm2。該指標反映景觀總體被各類景觀斑塊割裂的破碎程度。

(4)多樣性指數(shù)(H)

(2)

式(2)中，Pi為斑塊景觀比例，m為斑塊種類。多樣性指數(shù)表示相應景觀類型數(shù)量的多少和占總面積的比例。

(5)優(yōu)勢度(D0)

(3)

式(3)中，Hmax為當研究區(qū)內(nèi)所有景觀類型面積相等時景觀多樣性指數(shù)值。優(yōu)勢度反映景觀受某種斑塊的影響程度。景觀的優(yōu)勢度指數(shù)越大，表明該景觀是由越少數(shù)的景觀要素所控制。

(6)均勻度指數(shù)(E)

E=H/Hmax。

(4)

均勻度指數(shù)反映各斑塊類型分布的均勻程度，該指數(shù)可與優(yōu)勢度一起進行互相驗證。

2.4 景觀發(fā)展強度指數(shù)(LDI)評價方法

LDI方法通過遙感影像的相關數(shù)據(jù)分析，從宏觀上對研究區(qū)受人類干擾強度進行評價，該方法將景觀斑塊與人為活動相關聯(lián)[11]。LDI值為某一特定景觀強度指數(shù)，它等于各類斑塊面積占總面積的比例與該類斑塊所對應的LDI系數(shù)乘積的總和。若濕地處于完全自然狀態(tài)且不受任何人為影響，則該濕地LDI值為0；若濕地已經(jīng)完全被人類開發(fā)，則LDI值為10。景觀LDI值越大，則該景觀受人為影響越大。絕大部分濕地處于兩種狀態(tài)之間[11]，BROWN等[20]首先開發(fā)了各種景觀類型的LDI系數(shù)，按照影響程度從低到高，湖泊LDI系數(shù)為1.00，沼澤、灘涂和林地LDI系數(shù)為1.58，耕地LDI系數(shù)為4.54，荒地LDI系數(shù)為6.92，建設用地LDI系數(shù)為8.66[21]。

3 結果與討論

3.1 草海國家級自然保護區(qū)景觀格局變化

不同類型景觀格局變化和面積變化見圖2和表2。在景觀斑塊面積變化方面：1992年之后，耕地面積從1992年的3 331.36 hm2減少到2015年的471.69 hm2，呈遞減趨勢；與之對應的是荒地面積逐年遞增，同時建設用地面積從1974年的423.00 hm2增加到2015年的1 097.10 hm2。在沼澤景觀斑塊的演變過程中，呈現(xiàn)出特殊的變化：1974年草海水域面積僅剩約251.28 hm2，而沼澤面積則出現(xiàn)歷史峰值，為2 540.52 hm2；而1992—2001年，草海沼澤面積驟減至最低值，這是因為遠離水源的沼澤逐漸被開發(fā)為農(nóng)田，近水沼澤區(qū)域在1982年草?；謴托钏蟊缓囱蜎]，故2001年沼澤面積最低，為324.58 hm2。經(jīng)過長時間演化，新的沼澤形成，至2015年沼澤面積在一定程度上得以恢復。湖泊面積在1974年僅存251.28 hm2，經(jīng)歷了1950和1970年代2次大規(guī)模人工排水，使湖泊面積降到1949年以來最低點；隨著草海國家級自然保護區(qū)的建立和一系列退耕還濕政策的實施，草海湖面得到逐步恢復，其高峰值是1992年的1 939.08 hm2，2001和2015年分別為1 561.63和1 653.12 hm2，草海的湖泊得以恢復并逐漸地趨于穩(wěn)定。

圖2 草海國家級自然保護區(qū)4期景觀格局

表2草海國家級自然保護區(qū)4期各景觀類型面積

Table2TheareaofdifferentlandscapepatchesofCaohaiNationalNatureReservein1974,1992,2001and2015

年份面積/hm2荒地湖泊林地建設用地灘涂耕地沼澤19741 931.40251.281 376.28423.00375.482 055.602 540.5219922 281.931 939.08849.61580.84338.223 331.36586.2820012 957.321 561.633 070.63623.89372.34996.96324.5820153 408.121 653.121 260.361 097.10255.15471.691 695.78

3.2 草海國家級自然保護區(qū)景觀指數(shù)變化

選取保護區(qū)景觀多樣性指數(shù)、優(yōu)勢度、均勻度和破碎度4個指標進行分析(表3)。4個時期草海國家級自然保護區(qū)景觀多樣性指數(shù)在2001年最低，2015年最高。其中，1974—1992年，草海國家級自然保護區(qū)的多樣性指數(shù)呈遞減趨勢且變化較?。欢?001—2015年景觀多樣性指數(shù)由0.72增至0.76，變化幅度相對較大，集中體現(xiàn)在建筑用地持續(xù)增長和沼澤面積發(fā)生變化，這一方面反映該時期濕地明顯恢復，另一方面反映隨社會發(fā)展人為建設和城鎮(zhèn)擴張空前加劇[16]。

表3草海國家級自然保護區(qū)4期景觀指數(shù)變化

Table3ThechangingoflandscapeindexofCaohaiNationalNatureReservein1974,1992,2001and2015

年份景觀多樣性優(yōu)勢度均勻度/%景觀破碎度19740.740.1186.970.0619920.730.1286.510.1420010.720.1385.080.2120150.760.0989.340.16

景觀優(yōu)勢度和均勻度是相對應的，景觀優(yōu)勢度越大，均勻度就越小，且能夠相互驗證[22]。其中，保護區(qū)1974年景觀優(yōu)勢度較小，均勻度較大；該時期保護區(qū)景觀主要受耕地、林地、荒地和沼澤4種類型控制，景觀類型分布較均勻。1992年，草海經(jīng)過長期蓄水，湖泊得以恢復，耕地、荒地和湖泊成為優(yōu)勢景觀類型。2001年，耕地面積大幅減少，林地面積大幅增加，林地和荒地景觀占主導地位，在4期中景觀優(yōu)勢度最高，均勻度最低。2015年景觀格局優(yōu)勢度為4期中最小，多樣性最大，這是因為沼澤面積增加，建設用地面積倍增，控制濕地的景觀要素變多，各景觀格局分布更加均勻，主要控制因素變成荒地、林地、沼澤、建設用地和湖泊5種類型(表3)。

草海國家級自然保護區(qū)景觀破碎化指數(shù)從1974年的0.06增加到2001年的0.21。在1974年草海濕地湖水大規(guī)模排干之后，周邊開墾大面積農(nóng)田，而水域周邊形成大面積沼澤，建設用地較少，各景觀斑塊連接度較高，因此破碎度最低。1992年草海國家級自然保護區(qū)各斑塊由于互相分割、鑲嵌，其中，湖泊、耕地、林地、建設用地和荒地斑塊數(shù)都有所增加，景觀開始呈現(xiàn)破碎化。2001年，林地、荒地、建設用地和道路斑塊數(shù)持續(xù)增加，使各景觀斑塊間連接度大大降低，破碎化程度更加嚴重，因此景觀破碎化指數(shù)最高。

3.3 草海國家級自然保護區(qū)景觀發(fā)展強度分析

各類景觀變化及LDI值見圖3。1974、1992、2001和2015年4期LDI值分別為3.77、4.11、3.83和4.27，說明草海濕地屬于農(nóng)業(yè)濕地且處于中等健康水平[20]。1974年LDI值最低，說明該時期草海濕地在大規(guī)模排水工程和圍湖造田行動影響下，雖然水域遭到嚴重破壞，但整個區(qū)域的景觀斑塊依然完整，湖邊耕地尚未完全開發(fā)，林地破壞較輕，尚未受到城鎮(zhèn)化擴張的影響，土地利用比較單一。1992年LDI值較高，反映草海國家級自然保護區(qū)在1970和1980年代圍湖造田活動、土地承包運動使湖面周圍土地轉化為耕地，致使耕地面積劇增，荒地增多，人為干擾開始呈現(xiàn)多樣化，加上林地、沼澤大面積消失，草海國家級自然保護區(qū)受人為干擾較強烈。2001年LDI值較1992年更低，濕地受到人為活動的影響在一定程度上呈現(xiàn)降低趨勢，反映草海濕地在1992年成為國家級保護區(qū)后實施的一系列退耕還濕、退耕還林政策取得一定效果。2015年LDI值最高，已接近城鎮(zhèn)型濕地，反映草海完善了大量基礎設施，尤其是城鎮(zhèn)的無序擴張和道路的大規(guī)模修建，人為干擾強度加深，草海濕地受到人為干擾影響最強烈。

圖3 草海國家級自然保護區(qū)4期各類型景觀變化及景觀發(fā)展強度指數(shù)(LDI)

3.4 草海國家級自然保護區(qū)景觀變化驅動力分析

3.4.1自然驅動因素

自1954—2007年54 a間草海日照時數(shù)呈現(xiàn)減少趨勢，同期總云量、霧日都呈現(xiàn)微弱的減少趨勢[23]。同時，草海位于貴州省西北部，雨季一般從5月中下旬開始，加上來自云南高原的偏西氣候下沉作用，降水較少[24]。在1954—2007年54 a間草海年平均相對濕度為97.5%，且降水日數(shù)亦在此期間呈現(xiàn)減少趨勢[23]。降水的減少對草海湖區(qū)蓄水量和水面面積有較大影響，對湖區(qū)周圍干旱生境和景觀斑塊的產(chǎn)生和變化產(chǎn)生一定影響。

草海上游植被的減少使水源涵養(yǎng)功能減弱，暴雨季節(jié)大量泥沙夾雜著植物殘體隨地表徑流形成的湖床淤積，致使東部河床上升，大量挺水植物群落在淺水區(qū)形成，進一步對地表徑流起到攔截、沉降作用，促進湖床堆積[25]，對湖區(qū)草甸型沼澤和灘涂等景觀斑塊的產(chǎn)生及年際變化影響極大。草海國家級自然保護區(qū)總面積為96 km2，水土流失面積為31.44 km2，占保護區(qū)總面積的32.8%，坡度大于 25°的坡耕地以及河流淤積是草海流域水土流失的主要緣由[26]。

由于草海上游植被破壞，水源涵養(yǎng)功能喪失，無法提供充足的清潔水源維系草海水質(zhì)的穩(wěn)定，周圍城鎮(zhèn)生活污水、工業(yè)廢水等未經(jīng)有效凈化處理就流入湖區(qū)，造成水體嚴重富營養(yǎng)化，不僅對草海周邊景觀格局產(chǎn)生重要影響，更對草海濕地生態(tài)系統(tǒng)的健康造成極大破壞[25]。

3.4.2人為驅動因素

草海國家級自然保護區(qū)所處的草海鎮(zhèn)是威寧縣城行政中心，區(qū)內(nèi)包括銀龍、西海、鴨子塘、東山等14個行政村89個村民組，全草海流域總人口185 922人，其中農(nóng)業(yè)人口153 205人，占流域總人口的82.40%[27]。由于草海位于人口密集的城鎮(zhèn)，濕地的保護管理與周邊社區(qū)的發(fā)展一直存在較大沖突，其濕地景觀格局變化在不同歷史時期受到政策變動和社會經(jīng)濟發(fā)展的極大影響。1970年大規(guī)模排水后，湖底淤泥尚未干涸，保存大量水分，形成大面積沼澤；1992—2001年，遠離水源的沼澤逐漸被開發(fā)為農(nóng)田，近水沼澤區(qū)域在1982年恢復蓄水之后被湖泊淹沒，沼澤面積驟減。隨著草海國家級自然保護區(qū)的建立和一系列退耕還濕政策的實施，草海湖面得到逐步恢復[16]。人為驅動因素成為近半個世紀以來草海國家級自然保護區(qū)景觀格局變化的主要影響因素。從早期的圍湖造田到近年來逐步實施的退耕還濕、退耕還林政策直接影響著草海周邊人為活動的廣度和深度[28]。而建筑用地規(guī)模的逐年擴張反映草海周邊人類活動對草海的影響正在逐步加深。同時，草海湖濱農(nóng)田權屬不清、農(nóng)民過度依賴草海自然資源造成的無序開發(fā)和過度利用、草海周邊水土流失嚴重、工農(nóng)業(yè)及城鎮(zhèn)化的污染物對草海水體造成的嚴重污染等問題使草海濕地的保護和管理面臨著越來越嚴峻的形勢[29]。

4 結論與建議

景觀格局變化是自然驅動因素和人為驅動因素綜合作用的結果。草海主要景觀類型湖泊、沼澤、灘涂、林地、耕地、荒地和建設用地在不斷地發(fā)生變化，而水因子是草海景觀格局最核心的元素，水域面積的消長決定著湖泊、沼澤和灘涂的分布和范圍，影響區(qū)域水生態(tài)環(huán)境和生物多樣性。作為水鳥的重要越冬地，草海國家級自然保護區(qū)的景觀格局變動對越冬水鳥種群的生存具有極其重要的影響，灘涂和沼澤的消減會造成黑頸鶴、灰鶴等重要水鳥棲息地的喪失。草海國家級自然保護區(qū)管理部門應加強對水域范圍和水體周邊耕地的控制和管理，合理布局農(nóng)林、放牧和漁業(yè)用地；在提升水位的同時，應做好重點水鳥的夜宿地變化趨勢的監(jiān)控和研究，注意保育適于鶴類生存的沼澤和灘涂。另外，需要加強對周圍建筑用地、工業(yè)用地的管理，充分結合生態(tài)紅線的區(qū)域劃定，嚴格控制城市的無序擴張，規(guī)范和統(tǒng)籌草海濕地景觀的合理配置，同時做好污水凈化處理、排放管理等工作，保證草海濕地生態(tài)環(huán)境的健康發(fā)展。