劉丁午,施祝凱, 洋,朱曉東 (南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院/污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210023)

當(dāng)前,我國進(jìn)入“十四五”的新發(fā)展階段,伴隨著習(xí)近平生態(tài)文明思想的不斷深入貫徹落實(shí),堅(jiān)持人與自然和諧共生的生態(tài)文明理念已然成為推動生態(tài)環(huán)境治理體系的根本遵循。黨的二十大報(bào)告中明確指出,要堅(jiān)持“綠水青山就是金山銀山”理念,堅(jiān)持“山水林田湖草沙”一體化保護(hù)和系統(tǒng)治理。湖泊生態(tài)緩沖帶(lake ecological buffer zone)是“山水林田湖草沙”不可分割的一部分,在固岸緩洪、攔截污染、保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)、調(diào)節(jié)微尺度氣候和維護(hù)生物多樣性等方面發(fā)揮著舉足輕重的作用[1-2]。湖泊生態(tài)緩沖帶又稱湖濱緩沖帶,被《河湖生態(tài)緩沖帶保護(hù)修復(fù)技術(shù)指南》(以下簡稱《指南》)定義為陸地生態(tài)系統(tǒng)與湖泊水域生態(tài)系統(tǒng)之間的過渡帶,包括從湖泊最低水位線向陸域延伸一定距離的空間范圍,可分為湖泊最低水位線與最高水位線之間的核心區(qū)和最高水位線向陸域延伸一定距離的過渡區(qū)。

由于城市化進(jìn)程不斷加快,湖庫資源被進(jìn)一步開發(fā)和利用,生境條件不斷發(fā)生改變[3]。伴隨工業(yè)和農(nóng)業(yè)污染、交通運(yùn)輸、生活污染排放以及氣候、地質(zhì)水文等因素,部分地區(qū)湖泊水生態(tài)環(huán)境破壞嚴(yán)重,水環(huán)境承載力減少,影響甚至損害公眾身體健康和社會經(jīng)濟(jì)穩(wěn)定[4-5]。推進(jìn)湖泊生態(tài)緩沖帶劃定,是提升水環(huán)境承載力、改善流域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的有效手段,對于打好碧水保衛(wèi)戰(zhàn)、建設(shè)美麗中國具有深刻意義。洪澤湖是全國第4大淡水湖,江蘇省第2大湖泊,是國家“南水北調(diào)”東線工程重要的調(diào)蓄水庫,是江蘇省代表性湖泊,其生態(tài)緩沖帶的劃定對地方政府生態(tài)環(huán)境治理具有參考價(jià)值。

國內(nèi)外許多學(xué)者已研究出許多生態(tài)緩沖帶劃定方法,大致可分為經(jīng)驗(yàn)定值法、數(shù)學(xué)模型法和復(fù)雜機(jī)理模型法[6]。經(jīng)驗(yàn)定值法是較早被應(yīng)用于河湖緩沖帶寬度劃定的方法,其簡單方便,可操作性強(qiáng),但應(yīng)用該方法所劃定的緩沖帶并非基于緩沖能力,準(zhǔn)確性較差[2]。復(fù)雜機(jī)理模型法是通過對流入目標(biāo)水體中的污染物沉積與遷移的物理過程的模擬和通過徑流中污染物及顆粒物的預(yù)期攔截效率從而確定寬度的方法[6]。其中,發(fā)展較為成熟的模型有REMM (riparian ecosystem management model)模型、CREAMS (the chemicals, runoff, and erosion from agricultural management systems)模型和VFSMOD (the vegetative filter strip model)模型等[6],在國內(nèi)外均有較多應(yīng)用案例[7-8]。數(shù)學(xué)模型法是利用數(shù)學(xué)公式對緩沖帶進(jìn)行模擬的方法,它比復(fù)雜機(jī)理模型法需要更少的參數(shù),可借助地理信息系統(tǒng)(geographic information system, GIS)工具,對中大尺度的河流和湖泊具有廣闊的應(yīng)用場景[2]。其中,運(yùn)用較為廣泛的有Philips水文和滯留模型(Phillips hydraulic and detention model)、Mander模型以及SWAT模型[9]等。例如,羅坤[10]運(yùn)用Phillips水文和滯留模型在不同情景模式下模擬了上海市崇明島的河流緩沖帶?？紤]到對緩沖帶寬度準(zhǔn)確性的要求和數(shù)據(jù)獲取的可行性,Phillips滯留模型的應(yīng)用較成熟,且模型機(jī)理與洪澤湖主要生態(tài)問題較為契合,因此筆者采用Phillips滯留模型開展洪澤湖生態(tài)緩沖帶研究。

湖濱帶類型劃分可以采取因地制宜的生態(tài)修復(fù)措施,由于土地利用方式與景觀格局的差異,不同類型湖濱帶存在不同程度的生態(tài)退化,生態(tài)修復(fù)手段與側(cè)重點(diǎn)存在區(qū)別[11]。以浙江省為例,《浙江省湖庫生態(tài)緩沖帶劃定與生態(tài)修復(fù)技術(shù)指南(試行)》將湖濱帶劃分為11種類型,有效地指導(dǎo)了當(dāng)?shù)睾淳彌_帶的劃定工作[12]。因此,以洪澤湖為研究對象,從面源污染角度出發(fā)并借助GIS工具,采用Phillips滯留模型計(jì)算洪澤湖生態(tài)緩沖帶的非固定寬度,參照《指南》提出洪澤湖湖濱帶分類系統(tǒng),為江蘇省不同類型湖泊生態(tài)緩沖帶寬度推薦值提供建議,并在不同緩沖帶劃定情景下對洪澤湖湖濱帶進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)(ecological risk assessment),以探討固定與非固定寬度的生態(tài)緩沖帶對生態(tài)環(huán)境的貢獻(xiàn)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

洪澤湖地處北亞熱帶落葉常綠闊葉混交林地帶,湖體面積約為2 013.31 km2。如圖1所示,洪澤湖位于淮安市和宿遷市范圍內(nèi),連通淮河與京杭運(yùn)河,是國家“南水北調(diào)”工程的重要調(diào)蓄水庫,有生態(tài)涵養(yǎng)、灌溉、航運(yùn)和養(yǎng)殖等功能[13]。

圖1 洪澤湖地理位置Fig.1 Geographical location of Hongze Lake

隨著經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展,沿岸城市不斷擴(kuò)張并向洪澤湖靠攏和延伸,洪澤湖地區(qū)土地利用由水域向耕地、草地和城鎮(zhèn)用地轉(zhuǎn)變,尤其是城鎮(zhèn)用地面積較多。曹蕾[14]發(fā)現(xiàn),相較于2005年,2020年洪澤湖地區(qū)城鄉(xiāng)、工礦和居民用地面積明顯增加。目前,洪澤湖水污染形勢依舊嚴(yán)峻,湖體呈輕度-中度富營養(yǎng)狀態(tài),氮磷為主要限制因子,TN、TP水質(zhì)指標(biāo)常年保持在Ⅳ類左右[15-16]。

此外,洪澤湖地區(qū)正處于工業(yè)化、城鎮(zhèn)化加速期,環(huán)境治理投入不足[13]。近年來洪澤湖開始大規(guī)模拆除養(yǎng)殖圍網(wǎng),以此緩解洪澤湖水質(zhì)污染狀況,修復(fù)養(yǎng)殖跡地的生態(tài)環(huán)境。但圍網(wǎng)拆除后的調(diào)查結(jié)果表明,圍網(wǎng)的拆除對湖區(qū)水質(zhì)沒有起到明顯改善作用[17]。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

數(shù)據(jù)選用歐洲航天局哥白尼數(shù)據(jù)中心2022年Sentinel-2衛(wèi)星遙感影像數(shù)據(jù)(https:∥scihub.copernicus.eu/dhus/#/home,產(chǎn)品類型為S2MSI2A,含云量為0～5%,時(shí)間為2022年10月23日)、歐洲航空局土地覆蓋類型數(shù)據(jù)(https:∥viewer.esa-worldcover.org/worldcover,分辨率為10 m)和國家地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)中心土壤類型數(shù)據(jù)(https:∥www.geodata.cn)。采用ArcGIS 10.2將遙感影像數(shù)據(jù)進(jìn)行裁剪、幾何校正等預(yù)處理,并統(tǒng)一投影到CGCS 2000高斯克呂格投影坐標(biāo)系。

1.3 研究方法

1.3.1湖泊生態(tài)緩沖帶寬度模型

Phillips水文模型是基于坡面漫流的能量損失提出的數(shù)學(xué)模型,反映了徑流的地表過程。滯留模型基于水流在緩沖帶的滯留時(shí)間,同時(shí)考慮地下徑流和坡面漫流過程的影響,相較于水文模型而言具備更大優(yōu)勢[18]。

Phillips滯留模型公式為

(1)

式(1)中,b和r分別代表目標(biāo)緩沖帶和參考緩沖帶;B為緩沖效率,是表征生態(tài)緩沖帶對污染物攔截能力的總體指標(biāo);K為土壤飽和導(dǎo)水率,cm·h-1;L為生態(tài)緩沖帶寬度,m;s為坡度,%;n為曼寧系數(shù),代表地面粗糙程度;T為水質(zhì)點(diǎn)在緩沖帶中的滯留時(shí)間;C為土壤持水能力,cm。

緩沖效率(B)為一個(gè)無量綱的緩沖帶有效性確定值,Bb/Br<1時(shí),表示目標(biāo)生態(tài)緩沖帶效率比參考緩沖帶更低,Bb/Br>1時(shí)則相反[19]。

令p為緩沖帶效率比,其計(jì)算公式為

p=Bb/Br。

(2)

將式(2)代入式(1)中,并將Lb替換為LT,即可得到:

(3)

式(3)中,LT為基于Phillips滯留模型的緩沖帶效率比達(dá)到p時(shí)的湖泊生態(tài)緩沖帶寬度,m。

1.3.2洪澤湖屬性數(shù)據(jù)處理

典型湖泊屬性空間數(shù)據(jù)包括坡度、土地覆蓋類型、曼寧系數(shù)、土壤飽和導(dǎo)水率和土壤持水能力(圖2)。其中,曼寧系數(shù)參照前人研究中不同下墊面的水流試驗(yàn)結(jié)果[20],土壤飽和導(dǎo)水率和土壤持水能力參考《江蘇土壤》由江蘇省土壤類型數(shù)據(jù)通過土壤水分特征曲線(RETC)模型計(jì)算得出[21-24]。將洪澤湖屬性數(shù)據(jù)代入Phillips滯留模型并取反,計(jì)算得到效率貢獻(xiàn)指數(shù)(ci)圖層(圖2),其計(jì)算公式為

圖2 洪澤湖空間屬性參數(shù)Fig.2 Spatial attribute parameters of Hongze Lake

ci=1/Lw,i。

(4)

式(4)中,ci為效率貢獻(xiàn)指數(shù),m-1;i為第i種立地條件;Lw,i為立地條件i生態(tài)緩沖帶能夠達(dá)到目標(biāo)緩沖效率p的緩沖帶寬度,m。ci∈[0,1],其物理意義為單元格緩沖作用對達(dá)到目標(biāo)緩沖效率的貢獻(xiàn)值[25]。

1.3.3景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

目前,有關(guān)湖庫生態(tài)緩沖帶邊界劃定的政策或指南大多要求構(gòu)建固定寬度的生態(tài)緩沖帶,雖然這能為政府管理帶來較多便利,但相較于固定寬度,非固定寬度的緩沖帶更能適應(yīng)當(dāng)?shù)刈匀粻顩r。在經(jīng)濟(jì)效益方面,TIWARI等[26]通過對比分析發(fā)現(xiàn),適應(yīng)水文條件的非固定寬度緩沖帶的單位面積成本優(yōu)于固定寬度緩沖帶。在生態(tài)效益方面,筆者研究采用景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)對未劃定緩沖帶、固定寬度緩沖帶和非固定寬度緩沖帶3種劃定情景的湖濱帶進(jìn)行定量評估。

基于土地利用格局的景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)是景觀格局和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的耦合,它能用于定量評估土地變化、人類活動對生態(tài)環(huán)境的影響,可在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)防范、景觀優(yōu)化等方面提供依據(jù)[27]。景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(ERI,IER)計(jì)算公式為

(5)

式(5)中,i為第i種景觀類型;n為研究區(qū)景觀類型種類數(shù);A為研究區(qū)總面積,km2;Ai為第i種景觀類型面積,km2;E為景觀干擾度指數(shù);F為景觀脆弱度指數(shù)。

景觀干擾度指數(shù)(E)計(jì)算公式為

Ei=aCi+b/Di+cOi。

(6)

式(6)中,C為景觀破碎度,即景觀類型i斑塊數(shù)與該類型景觀面積的比值;D為分維數(shù);O為優(yōu)勢度,即斑塊距離指數(shù)與面積指數(shù)的均值;a、b和c分別為C、D和O的權(quán)重,參照文獻(xiàn)[28],分別賦值為0.5、0.3和0.2。

景觀脆弱度指數(shù)反映景觀穩(wěn)定性,參照已有研究[28-29],結(jié)合研究目標(biāo)與區(qū)域現(xiàn)狀,未利用地和水域較易發(fā)生改變,F賦值為6;濕地、耕地和草地F賦值分別為5、4和3;灌木和林地多為人工種植,不易改變,F賦值為2;建設(shè)用地F賦值為1,并按照式(7)進(jìn)行歸一化處理。

(7)

式(7)中,Fi′和Fi分別為歸一化前、后景觀脆弱度指數(shù)。

采用Fragstats 4.2軟件,選取洪澤湖岸線2 km范圍內(nèi)湖濱帶作為土地覆蓋類型輸入,為評價(jià)構(gòu)建固定寬度緩沖帶后的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),將固定寬度取值為非固定緩沖帶寬度分布的中位數(shù)。為突出體現(xiàn)緩沖帶的生態(tài)功能,選取林地作為生態(tài)緩沖帶的植被構(gòu)建類型。

2 研究結(jié)果

2.1 參考緩沖帶設(shè)定

參考緩沖帶是確定各類生態(tài)指標(biāo)的參考條件,是數(shù)據(jù)庫與劃定結(jié)果之間的關(guān)鍵橋梁[30]。參考緩沖帶不一定是實(shí)際的緩沖帶,它可以是一個(gè)理想化的參考條件。洪澤湖參考緩沖帶應(yīng)滿足以下2個(gè)條件:(1)參考緩沖帶能代表洪澤湖流域的典型立地條件;(2)參考緩沖帶能夠達(dá)到足夠的攔截和轉(zhuǎn)化污染物的能力[18]。為保證洪澤湖參考緩沖帶的代表性,選取洪澤湖岸線1 km內(nèi)平均立地條件作為參考緩沖帶的坡度、曼寧系數(shù)、土壤持水力、土壤飽和導(dǎo)水率參數(shù)數(shù)值。緩沖帶寬度則參照前人試驗(yàn)結(jié)果[31-32],篩選與洪澤湖地區(qū)最相近的試驗(yàn)條件,并根據(jù)洪澤湖自然地理狀況調(diào)整后得到,最終確定洪澤湖參考緩沖帶坡度為3.9%,曼寧系數(shù)為0.039,土壤持水力為44.17 cm,土壤飽和導(dǎo)水率為0.45 cm·h-1,緩沖帶寬度為53.91 m。

2.2 洪澤湖生態(tài)緩沖帶寬度劃定結(jié)果

基于洪澤湖空間屬性綜合圖層,利用成本距離工具,計(jì)算洪澤湖生態(tài)緩沖帶。再基于緩沖帶邊界線計(jì)算歐氏距離,得到洪澤湖生態(tài)緩沖帶寬度數(shù)據(jù)。由圖3可知,洪澤湖生態(tài)緩沖帶最小寬度為2 m,最大寬度為421.77 m,多數(shù)分布在2～60 m,其占比為85.50%,且在該區(qū)間內(nèi)分布較為均勻。

圖柱上方百分?jǐn)?shù)為相應(yīng)生態(tài)緩沖帶寬度的岸線長度占總岸線長度的比例。圖3 洪澤湖生態(tài)緩沖帶寬度分布Fig.3 Distribution of ecological buffer zone width in Hongze Lake

2.3 洪澤湖湖濱帶分類

受洪澤湖生態(tài)緩沖帶的植被組成、人類活動干擾方式和程度等因素影響,地方政府對不同類別湖濱帶的生態(tài)緩沖帶規(guī)劃和生態(tài)修復(fù)會采取不同手段。因此,建立洪澤湖湖濱帶分類系統(tǒng)將有助于地方政府有針對性地對生態(tài)緩沖帶進(jìn)行管理和保護(hù)。

參照《指南》,利用研究區(qū)衛(wèi)星遙感影像和土地利用類型,采取目視解譯的方法將洪澤湖湖濱帶劃分為生態(tài)保護(hù)型和生態(tài)修復(fù)型兩種一級分類,并細(xì)分為植被良好型、農(nóng)田型、村落型、城鎮(zhèn)型、養(yǎng)殖塘型和河口型6種二級分類(表1),洪澤湖各類湖濱帶長度及緩沖帶寬度見表2,洪澤湖典型湖濱帶類型見圖4。

表1 洪澤湖湖濱帶分類系統(tǒng)Table 1 Hongze lakeshore classification system

表2 洪澤湖各類湖濱帶長度及緩沖帶寬度Table 2 Length and buffer zone width of different kinds of lakeside of Hongze Lake

圖4 洪澤湖典型湖濱帶分類Fig.4 Typical lakeshore classifications of Hongze Lake

如表2所示,洪澤湖岸線農(nóng)田型生態(tài)緩沖帶長度占比最高,占據(jù)總岸線長度的66.02%。養(yǎng)殖塘與農(nóng)田同屬農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動,洪澤湖體周邊養(yǎng)殖塘較多,養(yǎng)殖塘是湖體退水的重要原因,因此將養(yǎng)殖塘單獨(dú)劃分為1種緩沖帶類型。

從緩沖帶寬度可以看出,植被良好型生態(tài)緩沖帶劃定寬度最大,這是由于洪澤湖周邊原始林地、草地等區(qū)域集中分布在洪澤湖東南側(cè),該區(qū)域存在較多粗骨土和棕壤,土壤持水力差,且該區(qū)域地形條件較差,整體坡度較高,因而需要更寬的緩沖帶才能達(dá)到目標(biāo)緩沖效率。

2.4 湖濱帶景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

由表3可知,從景觀格局指數(shù)來看,相較于未劃定緩沖帶的湖濱帶,劃定非固定寬度生態(tài)緩沖帶的湖濱帶在斑塊數(shù)量、密度、分維數(shù)、優(yōu)勢度和破碎度指數(shù)上均有不同程度降低,說明其在降低景觀分離程度、增強(qiáng)斑塊連片等方面具有一定貢獻(xiàn)。劃定34 m固定寬度生態(tài)緩沖帶的湖濱帶使耕地和水域破碎度指數(shù)分別增加41.13%和25.22%,這是由于洪澤湖周邊的農(nóng)田和養(yǎng)殖塘圍湖而建,固定寬度緩沖帶會將耕地與養(yǎng)殖塘的連貫性打破,使得景觀更加分離。對于水域而言,更加破碎的景觀格局會導(dǎo)致湖體退水,加劇湖體面積縮減。

表3 3種緩沖帶劃定情景的洪澤湖湖濱帶景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)Table 3 Landscape ecological risk index of Hongze lakeshore under three buffer zone delimitation scenarios

從景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)結(jié)果來看,相較于未劃定生態(tài)緩沖帶的湖濱帶,即使由單一林地覆蓋類型組成,劃定了非固定寬度生態(tài)緩沖帶的湖濱帶生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)仍有所下降,而劃定了34 m固定寬度生態(tài)緩沖帶的湖濱帶生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)反而上升。這說明在單一地表類型的緩沖帶構(gòu)建情景下,固定寬度生態(tài)緩沖帶造成洪澤湖湖濱帶的生態(tài)隱患有所提升。

固定寬度生態(tài)緩沖帶除造成景觀破碎、集聚度下降外,還使得緩沖帶之間無法連接成更大的斑塊,大大削減林地類型對湖濱帶生態(tài)環(huán)境的服務(wù)價(jià)值。若要使固定寬度生態(tài)緩沖帶達(dá)到預(yù)期生態(tài)效果,則需要建立更寬的生態(tài)緩沖帶,進(jìn)而需要增加政府資金投入。因此,非固定寬度生態(tài)緩沖帶在經(jīng)濟(jì)效益和生態(tài)效益方面均具有更高實(shí)用價(jià)值。

3 討論

我國的生態(tài)緩沖帶劃定仍處在起步階段,目前湖泊生態(tài)緩沖帶的研究大多聚焦在定性描述與經(jīng)驗(yàn)劃定方面,已發(fā)布的技術(shù)指南多推薦固定寬度生態(tài)緩沖帶[12],其關(guān)注點(diǎn)多在緩沖效率上,對景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)考慮很少。筆者研究在景觀尺度上引入生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià),嘗試分析比較不同類型生態(tài)緩沖帶的生態(tài)效益與風(fēng)險(xiǎn),以洪澤湖面源污染物攔截途徑為切入點(diǎn),采用Phillips滯留模型并借助GIS技術(shù)對洪澤湖生態(tài)緩沖帶進(jìn)行模擬。模擬方法與結(jié)果對地方政府具有參考價(jià)值,模型具有高度可復(fù)制性,所需數(shù)據(jù)量適中,且數(shù)據(jù)較容易獲取。但相較于REMM和VFSMOD等復(fù)雜模型,Phillips滯留模型缺乏污染源負(fù)荷、徑流量相關(guān)參數(shù)的輸入,模型污染物消減量模擬結(jié)果的可控性較差,同時(shí),氣象相關(guān)參數(shù)的缺失體現(xiàn)出模型在時(shí)間尺度上的設(shè)計(jì)缺陷。

通過查閱相關(guān)文獻(xiàn)并結(jié)合現(xiàn)場調(diào)研發(fā)現(xiàn),一方面,洪澤湖周邊土地類型以農(nóng)耕地為主,地勢總體平坦,距湖岸1 km范圍內(nèi)的耕地類型面積占比為77.94%,坡度小于5.81%的面積占比為78.78%,土壤參數(shù)的分布也較為集中,模擬緩沖帶寬度集中分布在較短范圍內(nèi)這一結(jié)果與洪澤湖地區(qū)實(shí)地情況相對應(yīng);另一方面,效率貢獻(xiàn)指數(shù)的全局莫蘭指數(shù)為0.13,P<0.000 1,空間聚集概率小于1%,這解釋了模擬結(jié)果分布相對均勻的現(xiàn)象。

自然條件對緩沖帶寬度的影響是綜合且復(fù)雜的,主要包括植被、地形、土壤、氣象和土地利用方式等因素的影響[33]。由于土地利用方式的差異,不同類型湖濱帶生態(tài)修復(fù)的手段與側(cè)重點(diǎn)存在區(qū)別[11],筆者將洪澤湖湖濱帶劃分為6種類型,而模型模擬結(jié)果對各類緩沖帶的緩沖有效性問題值得探討。如圖5所示,低坡度地形的城鎮(zhèn)型湖濱帶劃定的緩沖帶寬度為58.94 m,而在高坡度地形的植被良好型湖濱帶對應(yīng)的緩沖帶寬度為92.71 m,說明模型對地形條件具有敏感性。同時(shí),同屬低坡度地形的村落型湖濱帶對應(yīng)緩沖帶寬度為43.25 m,體現(xiàn)了模擬結(jié)果對土地利用方式的響應(yīng)。因此,模型模擬結(jié)果對各類湖濱帶的緩沖作用具有針對性。

圖5 3類典型湖濱帶緩沖帶寬度-坡度分析Fig.5 Analysis of buffer width-slope of three types of typical lakeshore

此外,筆者研究只針對污染物隨陸面到達(dá)湖濱邊界的這一單線程過程,并未考慮各岸線之間的協(xié)同效應(yīng),BRUMBERG等[34]研究發(fā)現(xiàn),河岸緩沖帶長度比緩沖帶寬度更為重要。筆者研究劃定了洪澤湖全部岸線的緩沖帶邊界,但緩沖帶寬度整體偏小,在實(shí)際應(yīng)用中,寬度和長度如何有效配比是值得進(jìn)一步考慮的問題,這也會為地方政府帶來更大的經(jīng)濟(jì)-環(huán)境收益。

4 結(jié)論

(1)洪澤湖岸線總長度為494.49 km,生態(tài)保護(hù)型湖濱帶較短,農(nóng)田型和養(yǎng)殖塘型湖濱帶較長,洪澤湖周邊生態(tài)良好地區(qū)偏少,而農(nóng)業(yè)活動帶來的面源污染主要是人類活動影響。

(2)以滿足污染物攔截效率及匹配洪澤湖立地條件為原則,選取53.91 m的參考緩沖帶寬度對洪澤湖生態(tài)緩沖帶進(jìn)行模擬,經(jīng)過計(jì)算得出洪澤湖生態(tài)緩沖帶寬度集中分布在2～60 m,且在該區(qū)間內(nèi)分布較均勻,并對6類湖濱帶分別提出優(yōu)化寬度值。結(jié)合坡度、土壤參數(shù)等數(shù)據(jù)可知,洪澤湖生態(tài)緩沖帶寬度的主要影響因素為地形和土壤條件,地表植被組成的影響較弱,該結(jié)果可為江蘇生態(tài)緩沖帶劃定工作提供一定參考。

(3)對未劃定、非固定寬度和固定寬度3種緩沖帶劃定情景進(jìn)行景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià),結(jié)果表明即使由單一林地類型構(gòu)建,非固定寬度生態(tài)緩沖帶仍能降低生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),而固定寬度緩沖帶卻有潛在的生態(tài)安全隱患。建議地方政府在劃定生態(tài)緩沖帶時(shí)優(yōu)先選擇適應(yīng)當(dāng)?shù)刈匀粻顩r的非固定寬度生態(tài)緩沖帶方法,在構(gòu)建固定寬度緩沖帶時(shí),需考慮固定寬度緩沖帶帶來的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

致謝：感謝國家科技基礎(chǔ)條件平臺——國家地球系統(tǒng)科學(xué)數(shù)據(jù)中心(http:∥www.geodata.cn)提供數(shù)據(jù)支撐。