張華兵,高 卓,王 娟, 劉玉卿,韓 爽,張亞楠,李玉鳳

1 鹽城師范學(xué)院 城市與規(guī)劃學(xué)院, 鹽城 224007

2 中國(guó)黃海鹽城海濱濕地生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)中心, 鹽城 224057

3 南京師范大學(xué) 海洋科學(xué)與工程學(xué)院, 南京 210023

格局和過(guò)程通常指的是不同的地理或景觀單元的空間關(guān)系和響應(yīng)的演變過(guò)程,格局和過(guò)程的相互關(guān)系可以表達(dá)為“格局影響過(guò)程,過(guò)程改變格局”,是景觀生態(tài)學(xué)的基本前提[1-2]。景觀變化會(huì)改變區(qū)域生境的結(jié)構(gòu)與組成要素,隨之對(duì)物質(zhì)流、能量流 循環(huán)過(guò)程產(chǎn)生影響,進(jìn)而改變了區(qū)域生境的生產(chǎn)能力和服務(wù)功能[3]。濱海濕地生境質(zhì)量的時(shí)空變化是復(fù)雜格局與眾多生態(tài)過(guò)程相互作用的結(jié)果,探討“格局-過(guò)程-質(zhì)量”的耦合關(guān)系,有利于深入理解生境質(zhì)量變化的內(nèi)在機(jī)制,對(duì)于濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)維護(hù)具有積極的意義。

生境質(zhì)量是指環(huán)境為個(gè)體和種群的持續(xù)生存與發(fā)展提供適宜條件的能力,是生物多樣性的重要反映,生境質(zhì)量的優(yōu)劣決定人類與自然及其他種群的可持續(xù)發(fā)展與和諧發(fā)展[4- 7]。評(píng)估、模擬和預(yù)測(cè)生境質(zhì)量的狀態(tài)、趨勢(shì)及其對(duì)人類福祉的影響,是當(dāng)前生態(tài)學(xué)與地理學(xué)研究的熱點(diǎn)領(lǐng)域[8-9]。目前對(duì)生境質(zhì)量的研究主要集中在生境質(zhì)量評(píng)價(jià)研究,可分為兩類：一是較小空間尺度上基于實(shí)地調(diào)查的生境質(zhì)量評(píng)價(jià)研究,通常采用樣帶法或樣方法,獲取與生境質(zhì)量有關(guān)的參數(shù),構(gòu)建評(píng)價(jià)體系并運(yùn)用一定的數(shù)學(xué)方法進(jìn)行評(píng)價(jià)[10- 14]。二是在較大空間尺度上,將景觀格局?jǐn)?shù)據(jù)與威脅源的分布整合到生境模型中,構(gòu)建結(jié)構(gòu)性空間顯示模型,如ARIES、MIMES、InVEST等模型,尤以InVEST模型評(píng)估生境質(zhì)量的方法最為廣泛[15-17],在城市及區(qū)域生態(tài)安全、流域生境質(zhì)量評(píng)價(jià)、自然保護(hù)區(qū)評(píng)價(jià)等方面取得了一系列成果[18- 22]。在生境質(zhì)量評(píng)估的基礎(chǔ)上,開始從“格局-質(zhì)量”關(guān)系視角,分析土地利用/景觀變化對(duì)生境質(zhì)量的影響。如吳建生、包玉斌、劉春芳、黃賢峰、何建華、王惠等分析了土地利用變化對(duì)京津冀、陜西黃河濕地、黃土丘陵區(qū)、貴州省興義市坡崗自然保護(hù)區(qū)、湖北鄂州、河北張家口等區(qū)域生境質(zhì)量的影響[23- 27]；戴云哲等研究了長(zhǎng)沙都市區(qū)城市擴(kuò)張對(duì)生境質(zhì)量的影響[28]；儲(chǔ)琳等運(yùn)用空間概率模型對(duì)生境質(zhì)量時(shí)空演變進(jìn)行了模擬預(yù)測(cè)[29]。這些研究成果,為從“格局-過(guò)程-質(zhì)量”相互關(guān)系出發(fā),評(píng)估、預(yù)測(cè)生境質(zhì)量時(shí)空變化,提供了理論和方法借鑒。

鹽城濱海濕地地處江蘇中部沿海,是我國(guó)乃至世界集潮間帶灘涂、潮汐、河流、鹽沼、蘆葦沼澤和互花米草沼澤于一體的最典型和最具代表性的淤泥質(zhì)濱海濕地分布區(qū)之一,是我國(guó)第一個(gè)濱海濕地類型自然遺產(chǎn),也是全球第二個(gè)濱海濕地自然遺產(chǎn)，是江蘇省第一個(gè)世界自然遺產(chǎn),評(píng)估與預(yù)測(cè)自然遺產(chǎn)地的生境質(zhì)量時(shí)空變化意義突出,但是該方面的研究還鮮見(jiàn)報(bào)道。因此,本文以江蘇鹽城國(guó)家級(jí)珍禽自然保護(hù)區(qū)核心區(qū)為對(duì)象,將InVEST模型與GIS技術(shù)結(jié)合,分析景觀格局與生境質(zhì)量變化；運(yùn)用多元線性回歸方法分析“格局-過(guò)程-質(zhì)量”的關(guān)系,并運(yùn)用“基于水鹽過(guò)程的鹽城海濱濕地景觀格局動(dòng)態(tài)模型V1.0”系統(tǒng),模擬預(yù)測(cè)了2025年、2030年研究區(qū)景觀格局與生境質(zhì)量,可為鹽城濱海濕地世界自然遺產(chǎn)地的保護(hù)與建設(shè)提供借鑒。

1 研究區(qū)概況

江蘇鹽城國(guó)家級(jí)珍禽自然保護(hù)區(qū)位于江蘇中部沿海地區(qū),瀕臨黃海,介于32°20′—34°37′N,119°29′—121°16′E,橫跨東臺(tái)、大豐、亭湖、射陽(yáng)、濱海、響水6縣(市、區(qū)),海岸線長(zhǎng)582 km,是西太平洋海岸最大的淤泥質(zhì)潮灘濕地。保護(hù)區(qū)地處北亞熱帶與暖溫帶的過(guò)渡地帶,季風(fēng)氣候顯著,年平均氣溫介于13.7—14.8℃之間,年降水量在900—1100 mm之間。江蘇鹽城國(guó)家級(jí)珍禽自然保護(hù)區(qū)核心區(qū),北至新洋港河,南至斗龍港河,西至海堤公路,為典型的淤長(zhǎng)型海濱濕地,區(qū)域面積為1.92×104hm2。核心區(qū)以中路港道路為界,分為南北兩部分。北部區(qū)域面積約0.52×104hm2,因進(jìn)行了大面積的人工蘆葦(Phragmitesaustralis)沼澤恢復(fù),成為典型的人工管理區(qū)域。南部區(qū)域面積約1.10×104hm2,其景觀演變主要受潮汐等自然條件的影響,人類活動(dòng)對(duì)其影響微弱,為典型的自然條件控制區(qū)域。

本研究選擇南部自然條件下的濱海濕地(北至中路港,南至斗龍港)為研究區(qū)(圖1),景觀從陸地向海洋依次表現(xiàn)為蘆葦沼澤、堿蓬(Suaedasalsa)沼澤、互花米草(Spartinaalterniflora)沼澤和光灘。

圖1 研究區(qū)位置及景觀類型

2 數(shù)據(jù)來(lái)源與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來(lái)源

景觀數(shù)據(jù)以1992年TM影像、2000年、2011年和2017年ETM影像為數(shù)據(jù)源。由于Landsat- 7 ETM機(jī)載掃描行校正器發(fā)生故障,導(dǎo)致2003年5月21日以后的ETM影像數(shù)據(jù)條帶丟失,影響了遙感影像的質(zhì)量,需將遙感影像的各波段圖像文件和對(duì)應(yīng)的去條帶文件導(dǎo)入ENVI 5.0中,運(yùn)用去條帶工具(tm_destrip),對(duì)2011年和2017年遙感影像進(jìn)行去條帶處理。此基礎(chǔ)上,運(yùn)用ENVI 5.0軟件,依次進(jìn)行大氣校正、幾何校正(通過(guò)選取特征點(diǎn)和野外GPS定位,實(shí)現(xiàn)遙感影像的幾何校正,使均方根(Root Mean Square, RMS)小于0.5個(gè)像元)、非監(jiān)督分類、人工目視校正,完成遙感圖像的解譯,使總體解譯精度達(dá)到90%；最后在ArcGIS 中制作完成四個(gè)時(shí)期的景觀類型圖(圖2)。

圖2 研究區(qū)景觀類型圖

土壤水分和鹽度是濱海濕地景觀演變的關(guān)鍵因子。土壤水分(體積百分比)、土壤鹽度(質(zhì)量百分比)空間分異圖主要根據(jù)2011年野外實(shí)測(cè)數(shù)據(jù),參照景觀類型、空間位置等信息,運(yùn)用人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)反演,從而得到研究區(qū)土壤水分與鹽度的空間分異(圖3)[30-31]。

圖3 2011年研究區(qū)土壤水分與鹽度空間分異圖

2.2 研究方法

2.2.1生境質(zhì)量評(píng)估

生境質(zhì)量運(yùn)用InVEST 3.2模型中的生境質(zhì)量模塊(Habitat Quality),綜合研究區(qū)景觀類型圖和生物多樣性威脅因素,從而生成生境質(zhì)量空間分異圖。研究中,以1983年?duì)顟B(tài)為基礎(chǔ)(1983年成立省級(jí)自然保護(hù)區(qū),人類活動(dòng)影響微弱,基本處于原生態(tài)狀況),柵格大小設(shè)置為30 m×30 m。人類干擾活動(dòng)因素主要為修筑道路、養(yǎng)殖活動(dòng)；外來(lái)物種互花米草100%的覆蓋度,不適宜鳥類棲息和繁殖。丹頂鶴喜歡在有淺水水域分布的地點(diǎn)覓食或棲息,保護(hù)區(qū)南北兩側(cè)的新洋港河、斗龍港河的水深不適宜丹頂鶴；另一方面,河流上的航運(yùn)形成了典型的線狀干擾源。因此,將道路(堤壩)、養(yǎng)殖池、互花米草、河流作為威脅因子。結(jié)合研究區(qū)特征,分別設(shè)置威脅因子的最大影響距離、權(quán)重、衰退線性相關(guān)性、威脅因子敏感度等參數(shù),計(jì)算生境退化指數(shù)(公式1)[21,24,32- 33]。再結(jié)合生境適宜程度(越接近原生態(tài)的自然系統(tǒng)適宜度越大,研究中以在維護(hù)海濱濕地生態(tài)環(huán)境穩(wěn)定性中的作用,以及珍稀物種丹頂鶴覓食、棲息環(huán)境為參照,將生境適宜度最高取1,最低為0；養(yǎng)殖池、道路、河流、互花米草沼澤、蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、光灘的生境適宜性指數(shù)分別為0.5、0、0.5、0.5、1、1、0.8),計(jì)算生境質(zhì)量指數(shù)(公式2)。

(1)

公式(1)中,Dij是生境退化指數(shù)；R指的是威脅因子個(gè)數(shù)；Yr表示威脅因子?xùn)鸥駟卧獢?shù)；wr表示威脅因子的權(quán)重值；ry表示威脅因子的個(gè)數(shù)；βx為研究區(qū)保護(hù)區(qū)水平；sjr表示威脅因子的敏感度。

(2)

公式(2)中,Qxj指生境質(zhì)量指數(shù)；Hj表示生境適宜程度,k為半飽和系數(shù),研究中k值設(shè)置為15(柵格分辨率的一半)；z一般設(shè)置為2.5。

2.2.2線性模型構(gòu)建

在ArcGIS中,創(chuàng)建隨機(jī)點(diǎn)圖層,隨機(jī)點(diǎn)數(shù)設(shè)置為300,點(diǎn)之間最小允許距離為400 m,得到了302個(gè)有效點(diǎn)；用生成的302個(gè)點(diǎn)去提取2011年生境質(zhì)量、土壤水分、土壤鹽度、景觀類型等柵格的像元值,獲得302個(gè)隨機(jī)點(diǎn)上的生境質(zhì)量(y)、土壤水分(x1)、土壤鹽度(x2)和景觀類型的值。研究區(qū)內(nèi)景觀類型主要包括蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤和光灘 4 個(gè)類型。在定量分析時(shí),需要將類型變量轉(zhuǎn)變?yōu)槎孔兞?設(shè)置 3 個(gè)虛擬變量(x3、x4、x5),分別進(jìn)行0、1賦值。在此基礎(chǔ)上構(gòu)建多元回歸方程,如公式(3)：

y=a1x1+a2x2+a3x3+a4x4+a5x5+b

(3)

2.2.3景觀模擬

《基于水鹽過(guò)程的鹽城海濱濕地景觀格局動(dòng)態(tài)模型V1.0》(軟件著作權(quán)編號(hào)：No.01678102,2017年)(以下簡(jiǎn)稱“V1.0”)是在ArcGIS10.0和Matlab2008平臺(tái)上開發(fā)設(shè)計(jì)的,其功能不僅可以動(dòng)態(tài)顯示區(qū)域景觀變化,而且能夠從生態(tài)過(guò)程的視角,解釋區(qū)域景觀變化的機(jī)制問(wèn)題。系統(tǒng)由下四個(gè)部分構(gòu)成：一是主程序,揭示景觀格局變化與生態(tài)過(guò)程的關(guān)系；二是時(shí)間函數(shù),景觀格局演變需要的是時(shí)間上的連續(xù)變化,可以實(shí)現(xiàn)對(duì)任意時(shí)候(不限時(shí)間間隔)研究區(qū)景觀模擬；三是可視化表達(dá)；四是調(diào)用命令。該模型自帶了鹽城濱海濕地不同景觀類型土壤水分和鹽度的閾值參數(shù)以及不同驅(qū)動(dòng)下土壤水分和鹽度的年變化參數(shù)。在本研究中,以2011年景觀類型與土壤水分/鹽度為基礎(chǔ),調(diào)節(jié)土壤水鹽參數(shù),模擬2025年、2030年研究區(qū)景觀格局變化。

3 結(jié)果分析

3.1 景觀格局分析

從景觀構(gòu)成看,研究區(qū)景觀類型以蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤和光灘為主。從圖2中可以看出,研究區(qū)內(nèi)景觀格局帶狀特征明顯,景觀帶沿海岸線延伸、沿著海陸方向交替；景觀構(gòu)成變化顯著,呈現(xiàn)蘆葦沼澤、米草沼澤面積在增加,光灘面積在減少,堿蓬沼澤呈先增加后減少的特征。蘆葦沼澤面積百分比從1992年的0.13%增長(zhǎng)到2017年的36.95%；米草沼澤面積百分比從1992年的3.05%增加到2017年的35.42%。1992—2000年,堿蓬沼澤面積百分比從29.89%增加到36.91%；但是,至2011年,面積百分比迅速減少至14.41%,至2017年值剩下5.11%。1992—2000年,一方面,陸向的蘆葦沼澤沒(méi)有形成規(guī)模,堿蓬沼澤向蘆葦沼澤演替不強(qiáng)烈；另一方面,米草繁殖時(shí)間并不長(zhǎng)、還沒(méi)有與堿蓬沼澤形成交錯(cuò)帶,還沒(méi)有影響到光灘向堿蓬沼澤的演變,此時(shí)段的堿蓬沼澤面積還能持續(xù)增長(zhǎng)。2000年以后,堿蓬沼澤開始在海陸兩個(gè)方向受到米草沼澤、蘆葦沼澤的擠壓,面積急劇減少。另外,養(yǎng)殖池從無(wú)到有,至2011年已增加2.53%,至2017年又恢復(fù)為蘆葦沼澤。

3.2 生境質(zhì)量分析

運(yùn)行InVEST模型中Habitat Quality的模塊,得到研究區(qū)的生境質(zhì)量空間分異圖(圖4),在ArcGIS中進(jìn)行重分類,得到各分值區(qū)間的柵格數(shù),通過(guò)統(tǒng)計(jì)計(jì)算,分析研究區(qū)生境質(zhì)量情況。

圖4 研究區(qū)生境質(zhì)量空間分異圖

1992—2011年,研究區(qū)生境質(zhì)量整體上存在退化趨勢(shì),生境質(zhì)量指數(shù)從0.85降低至0.76,降低了10.52%。1992—2000年,生境質(zhì)量指數(shù)由0.85降至0.82,主要由于此時(shí)段的威脅因子互花米草沼澤面積比重較小、人類活動(dòng)(養(yǎng)殖池)基本比重小,而高生境適宜性的堿蓬沼澤還在增加,所以此時(shí)段的生境質(zhì)量降幅較少、基本穩(wěn)定。而至2011年,生境質(zhì)量迅速降至0.76,歸結(jié)于高生境適宜性的堿蓬沼澤面積急劇減少,威脅因子互花米草沼澤面積擴(kuò)張迅速、人類活動(dòng)開始增強(qiáng)。至2017年,研究區(qū)生境質(zhì)量又上升至0.78,主要威脅因素為互花米草擴(kuò)張,人類活動(dòng)減弱,保護(hù)區(qū)區(qū)實(shí)施了大面積的沼澤恢復(fù)。

按照等距分級(jí)的方法,將研究區(qū)生境質(zhì)量指數(shù)分為四個(gè)區(qū)間0—0.25、0.25—0.5、0.5—0.75、0.75—1,分別表示景觀生境質(zhì)量等級(jí)為差、一般、良好、優(yōu)秀。從表1看出,研究區(qū)生境質(zhì)量整體較高,大部分區(qū)域生境質(zhì)量等級(jí)為0.75—1的優(yōu)秀等級(jí),依次是一般等級(jí)和差等級(jí),在良好等級(jí)沒(méi)有分布。研究區(qū)生境質(zhì)量存在“兩極分化”態(tài)勢(shì)。1992—2011年,3個(gè)等級(jí)的面積變化,呈現(xiàn)“兩增一減”的特征,生境質(zhì)量處于優(yōu)秀等級(jí)的面積呈持續(xù)下降狀態(tài),面積占比從1992年的95.19%降低至2011年的61.70%,降幅達(dá)到35.18%。生境質(zhì)量處于一般和差等級(jí)的面積呈增加趨勢(shì),差等級(jí)的面積比從0.01%增加到0.10%；一般等級(jí)的面積比從4.80%增加到38.20%,增加了近7倍。2011—2017年生境質(zhì)量等級(jí)分布變化與1992—2011年的變化相反,優(yōu)秀等級(jí)的面積比上升至67.15%；一般等級(jí)和差等級(jí)的面積比分別下降至32.82%、0.03%。

表1 1992—2017年研究區(qū)生境質(zhì)量變化

通過(guò)對(duì)生境質(zhì)量空間分異圖的疊加分析,可以看出：生境質(zhì)量發(fā)生變化的區(qū)域主要位于景觀交錯(cuò)帶,是景觀類型易發(fā)生改變的區(qū)域,包括蘆葦沼澤-養(yǎng)殖池交錯(cuò)帶、堿蓬沼澤-米草沼澤交錯(cuò)帶、光灘-米草沼澤交錯(cuò)帶。

3.3 基于“格局-過(guò)程-質(zhì)量”的濱海濕地生境分析

隨機(jī)選取的302個(gè)點(diǎn)中提取的土壤鹽度和水分值,統(tǒng)計(jì)結(jié)果見(jiàn)表2,其中光灘32個(gè),米草沼澤63個(gè),堿蓬沼澤120個(gè),蘆葦沼澤87個(gè)。比較土壤水分平均值,光灘最高,為55.102%,依次為米草沼澤、蘆葦沼澤和堿蓬沼澤,分別為40.61%、39.28%、35.93%。土壤水分的高低與潮侵的頻率密切相關(guān),一般來(lái)說(shuō)距離海洋越近,土壤水分含量越高；因?yàn)榛セ撞輳?qiáng)大的促淤能力,致使區(qū)域微地貌發(fā)生改變,互花米草沼澤區(qū)地勢(shì)升高,阻擋了潮水進(jìn)入堿蓬沼澤區(qū)；而蘆葦沼澤區(qū)主要受到陸地水的影響。比較土壤鹽度平均值,米草沼澤最高,為1.38%,依次為堿蓬沼澤、光灘、蘆葦沼澤,分別為0.63%、0.54%、0.40%。海水是土壤鹽度的主要來(lái)源,從蘆葦沼澤到米草沼澤,離海洋越來(lái)越近,潮灘地下潛水位變淺,受海水影響的時(shí)間增加,土壤鹽度呈現(xiàn)相應(yīng)的增加；米草沼澤與堿蓬沼澤的鹽度高于光灘,主要得益于植被的聚鹽作用。生境質(zhì)量統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示：蘆葦沼澤、堿蓬沼澤的生境質(zhì)量指數(shù)都有兩個(gè)值,分別為0.5和1；米草沼澤、光灘的生境質(zhì)量指數(shù)分別為0.5和0.8。

表2 研究區(qū)隨機(jī)點(diǎn)土壤水分、土壤鹽度與生境質(zhì)量統(tǒng)計(jì)

利用上述隨機(jī)點(diǎn)的重采樣數(shù)據(jù)與景觀格局?jǐn)?shù)據(jù),在SPSS19.0中定量分析生境質(zhì)量(y)與生態(tài)過(guò)程(土壤水分x1和鹽度x2)、景觀格局(景觀類型：x3、x4、x5)的相關(guān)關(guān)系,得出：生境質(zhì)量與土壤水分、土壤鹽度、景觀類型的總體相關(guān)系數(shù)為0.69；多元回歸方程,結(jié)果顯示：在顯著性水平α=0.10下,通過(guò)F檢驗(yàn),多元回歸方程y=0.01x1-0.14x2+0.20x3+0.17x4-1.24x5+0.61是顯著的。在顯著性水平為0.01下,y與x3呈正相關(guān),y與x2、x5呈負(fù)相關(guān)；顯著性水平α=0.05下,y與x4顯著正相關(guān)；而y與x1的相關(guān)性不顯著。進(jìn)一步分析生態(tài)過(guò)程(土壤水分x1和鹽度x2)、景觀格局(景觀類型：x3、x4、x5)5個(gè)變量之間的相關(guān)關(guān)系,得出：土壤水分與鹽度在α=0.01下呈顯著負(fù)相關(guān)。土壤水分與x4在α=0.01下呈顯著負(fù)相關(guān)；土壤鹽度在α=0.01下,與x3呈顯著負(fù)相關(guān)、與x5呈顯著正相關(guān)。在α=0.01,x3、x4、x5之間呈顯著負(fù)相關(guān)。上述分析,不僅表明生境質(zhì)量-景觀格局-生態(tài)過(guò)程之間是存在聯(lián)系的；而且生態(tài)過(guò)程要素間、景觀格局要素間、生態(tài)過(guò)程與景觀間間都是相關(guān)聯(lián)系的。

3.4 基于過(guò)程的濱海濕地景觀格局與生境質(zhì)量預(yù)測(cè)

3.4.1景觀格局模擬預(yù)測(cè)

在V1.0系統(tǒng),生態(tài)過(guò)程參數(shù)主要調(diào)節(jié)土壤水分和鹽度的年變化速度,系統(tǒng)認(rèn)為景觀演變首先發(fā)生在景觀交錯(cuò)帶,通過(guò)土壤水分和鹽度的變化驅(qū)動(dòng)景觀類型發(fā)生改變。研究區(qū)中景觀交錯(cuò)帶有光灘-堿蓬沼澤交錯(cuò)帶、光灘-米草沼澤交錯(cuò)帶、堿蓬-蘆葦沼澤交錯(cuò)帶、堿蓬-米草沼澤交錯(cuò)帶,對(duì)應(yīng)的水分變化速度分別為[δ1,δ2,δ3,δ4],鹽度變化速度分別為[β1,β2,β3,β4]。1992年、2000年、2011年為建模數(shù)據(jù),以2011年景觀和生態(tài)數(shù)據(jù)為基礎(chǔ),選擇參數(shù),模擬1992年的景觀；用同樣的參數(shù)模擬2000年的景觀,對(duì)結(jié)果進(jìn)行比較；如果結(jié)果不滿意則需要重新調(diào)整參數(shù)。以2011年數(shù)據(jù)為基礎(chǔ),設(shè)置[δ1,δ2,δ3,δ4]=[0.00%,-3.500%,-1.500%,1.500%],[β1,β2,β3,β4]=[0.00%,0.300%,-0.007%,0.085%],模擬2017年的景觀,并與真實(shí)值進(jìn)行疊加對(duì)比,得出模型總體精度為82.03%(表3)。Kappa系數(shù)值為0.72,說(shuō)明模型取得了比較理想的效果。Kappa系數(shù)是通過(guò)將模擬結(jié)果圖與真實(shí)景觀圖進(jìn)行疊加,構(gòu)建兩幅圖的景觀概率轉(zhuǎn)移矩陣而得,能夠從保持?jǐn)?shù)量和位置兩方面的能力來(lái)評(píng)價(jià)景觀綜合信息的變化。Kappa值大于0時(shí),模擬結(jié)果才有意義,而且值越大,說(shuō)明模擬結(jié)果與真實(shí)情況的一致性越好,當(dāng)Kappa值為1時(shí),說(shuō)明模擬結(jié)果與真實(shí)值完全一致；一般來(lái)說(shuō),Kappa值大于0.7時(shí),認(rèn)為模擬結(jié)果與真實(shí)值的一致性達(dá)到了一個(gè)相當(dāng)滿意的程度[34-35]。

表3 模型模擬精度

模擬結(jié)果顯示(圖5)：至2030年,景觀格局仍呈現(xiàn)帶狀格局,濱海濕地景觀帶已由2011年的4條變成3條,堿蓬沼澤帶消失。米草沼澤擴(kuò)張速度較快,堿蓬沼澤面積急劇減少。至2030年,蘆葦沼澤面積百分比增長(zhǎng)到28.73%；米草沼澤面積百分比迅速擴(kuò)張至64.06%；堿蓬沼澤僅剩零星斑塊分布,面積百分比減少至0.04%,面臨消失。

圖5 景觀模擬圖

3.4.2生境質(zhì)量模擬預(yù)測(cè)

生境質(zhì)量模擬結(jié)果顯示(圖6、表4)：2025年、2030年生境質(zhì)量指數(shù)持續(xù)下降,分別為0.67、0.65,生境質(zhì)量下降的主要威脅因子是互花米草沼澤的迅速擴(kuò)張。按照3.2中等距分級(jí)的方法,統(tǒng)計(jì)得出(表4)：研究區(qū)生境質(zhì)量在一般等級(jí)上面積占比最高,其次是優(yōu)秀、良好等級(jí),水平等級(jí)為差上沒(méi)有分布,生境質(zhì)量整體上已降至良好以下水平。研究區(qū)景觀生境質(zhì)量存在“單極化”態(tài)勢(shì),研究區(qū)內(nèi)生境質(zhì)量處于優(yōu)秀等級(jí)的面積在急劇減少,處于一般等級(jí)的面積在持續(xù)增加。至2030年,生境質(zhì)量為優(yōu)秀等級(jí)的面積百分比從2011年的61.70%下降到30.14%,降幅超過(guò)了50%。生境質(zhì)量為一般等級(jí)的面積百分比從2011年的38.20%增加至64.06%,增幅達(dá)到了67.69%。

表4 2025年和2030年研究區(qū)生境質(zhì)量變化

圖6 2025年和2030年生境質(zhì)量分布模擬結(jié)果

4 結(jié)論與討論

對(duì)濱海濕地“格局-過(guò)程-質(zhì)量”的關(guān)系的理解,有利于揭示生境質(zhì)量時(shí)空動(dòng)態(tài)對(duì)生態(tài)過(guò)程與格局變化的響應(yīng)機(jī)制,是維護(hù)濱海濕地生物多樣性的重要依據(jù)。文章以江蘇鹽城國(guó)家級(jí)珍禽自然保護(hù)區(qū)核心區(qū)為例,分析濱?！案窬?過(guò)程-質(zhì)量”的關(guān)系,得出：

(1)研究區(qū)內(nèi)景觀格局帶狀特征明顯,蘆葦沼澤、米草沼澤在不斷增加,堿蓬沼澤先增加后減少。生態(tài)過(guò)程表現(xiàn)為：土壤水分,光灘>米草沼澤>蘆葦沼澤>堿蓬沼澤；土壤鹽度,米草沼澤>堿蓬沼澤>光灘>蘆葦沼澤。蘆葦沼澤距海洋最遠(yuǎn),為潮上帶,潮水很難影響到,致使地下潛水位深度加大,土壤水分下降；另一方面,受降水的作用明顯,在雨水的長(zhǎng)期淋溶作用下致使土壤鹽度下降,開始轉(zhuǎn)向淡水生態(tài)系統(tǒng)。互花米草的促淤功能,使米草沼澤高程抬升,又處在植被帶的最東緣,受潮水的影響的頻率最高,受海水影響的時(shí)間最長(zhǎng),所以其土壤水分、鹽度為植被帶土壤中最高。另一方面,米草沼澤高程的增加,有效阻擋了潮水進(jìn)入堿蓬沼澤,致使堿蓬沼澤受到潮水影響頻率和時(shí)間明顯減少,相比較而言,其土壤水分和鹽度要低于米草沼澤[30]。多元回歸分析結(jié)果顯示,生境質(zhì)量與景觀格局、生態(tài)過(guò)程間的總體相關(guān)系數(shù)為0.69,回歸方程在α=0.10下是顯著的；生態(tài)過(guò)程要素間、景觀格局要素間、生態(tài)過(guò)程與景觀格局之間在α=0.01都是顯著相關(guān)的；印證了過(guò)程驅(qū)動(dòng)格局,格局影響過(guò)程,濱海濕地就是在格局與過(guò)程的共同作用下不斷發(fā)生演變,致使生境質(zhì)量隨之改變[36]。

(2)在區(qū)域尺度上基于InVEST模型評(píng)估生境質(zhì)量是比較普遍的方法。研究區(qū)1992—2011年生境質(zhì)量指數(shù)是下降的。這一結(jié)果與從景觀尺度開展的鹽城海濱區(qū)域丹頂鶴適宜越冬生境變化是一致的,指出研究區(qū)適宜生境面積還是呈下降趨勢(shì),巨型和大型斑塊數(shù)量的減少與中型和小型斑塊數(shù)量的增加揭示了生境的集中趨勢(shì)與破碎化加劇的態(tài)勢(shì)[37-39]；與基于MaxEnt模型對(duì)鹽城丹頂鶴越冬生境變化進(jìn)行評(píng)價(jià)也是相一致的,保護(hù)區(qū)內(nèi)丹頂鶴適宜生境面積持續(xù)減少,適宜生境破碎化程度不斷加劇,分布格局由連續(xù)分布變?yōu)榧蟹植荚诤诵膮^(qū)周圍區(qū)域[40]。生境質(zhì)量變化在一定程度上與人類活動(dòng)導(dǎo)向相一致：1992年研究區(qū)升格為國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū),人類活動(dòng)微弱,生境質(zhì)量好。1980s引種的互花米草,至2000年已南北連成帶,成為區(qū)域主要生境威脅因子；2009年,《江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》上升為國(guó)家戰(zhàn)略,人類活動(dòng)增強(qiáng)；所以,在研究的4個(gè)時(shí)刻中2011年生境質(zhì)量指數(shù)降至最低。2012年生態(tài)文明戰(zhàn)略納入國(guó)家五位一體戰(zhàn)略布局,2017年江蘇省將鹽城濱海濕地列為三大生態(tài)特區(qū)之一,生態(tài)恢復(fù)與生態(tài)保護(hù)上升到新的高度。因此,至2017年生境質(zhì)量指數(shù)又開始上升。

(3)景觀過(guò)程模擬結(jié)果顯示：至2030年,互花米草沼澤在研究區(qū)內(nèi)將占據(jù)絕對(duì)主導(dǎo),面積百分比達(dá)到了64.060%,堿蓬沼澤面臨消失；整體生境質(zhì)量將降至良好水平以下；互花米草將成為區(qū)域生境質(zhì)量的主導(dǎo)威脅因子?；セ撞菀蚱溥m宜的氣候、地貌、水文條件以及超強(qiáng)的種間競(jìng)爭(zhēng)能力,已成為本區(qū)域絕對(duì)優(yōu)勢(shì)種和濱海濕地先鋒種,改變了濱海濕地原生演替序列[41]。互花米草的入侵,堿蓬群落生境面積縮小,導(dǎo)致了黑嘴鷗(Saunders′sGull)繁殖期巢址的空間分布格局變化顯著,對(duì)黑嘴鷗的種群數(shù)量變化產(chǎn)生重要的影響[42]?；セ撞萑肭謱?dǎo)致適宜丹頂鶴棲息、覓食的濕地面積大量減少,對(duì)丹頂鶴越冬種群的動(dòng)態(tài)分布產(chǎn)生一定影響[43]。甚至提出外來(lái)物種是否能阻擋潮灘邊緣侵蝕的疑問(wèn)[44]。因此,控制互花米草的快速擴(kuò)張已成為區(qū)域發(fā)展中的難題,主要方法有刈割和水位控制、改變地貌水文過(guò)程的工程措施,不僅在大區(qū)域尺度上實(shí)現(xiàn)比較困難,也容易破壞濱海濕地地貌過(guò)程的連續(xù)性,產(chǎn)生對(duì)生態(tài)系統(tǒng)不利的影響；利用另一種外來(lái)物種對(duì)互花米草進(jìn)行生態(tài)控制,實(shí)現(xiàn)對(duì)互花米草的生態(tài)演替,又容易引發(fā)另一物種的入侵問(wèn)題。為此,華東師范大學(xué)《長(zhǎng)三角典型河口濕地生態(tài)恢復(fù)與產(chǎn)業(yè)化技術(shù)》課題組,運(yùn)用理化干預(yù)和生物替代的控制互花米草和快速恢復(fù)本地物種技術(shù)和面向生物炭、護(hù)坡材料、水質(zhì)凈化材料、肥料、飼料等領(lǐng)域的互花米草綜合利用技術(shù)在未來(lái)或許可以為鹽城濱海濕地控制互花米草沼澤、恢復(fù)堿蓬沼澤提供借鑒,以解決世界自然遺產(chǎn)地保護(hù)與建設(shè)中亟待解決的科學(xué)問(wèn)題。

(4)鹽城濱海濕地生境質(zhì)量時(shí)空異質(zhì)性是眾多生態(tài)過(guò)程和格局變化在空間和時(shí)間尺度上共同作用的結(jié)果,需要從多尺度和過(guò)程角度進(jìn)行時(shí)空耦合作用研究。在本研究只選擇了土壤水分/鹽度要素與線性回歸模型進(jìn)行了“格局-過(guò)程-質(zhì)量”的分析,存在很大的局限性。如何從濱海濕地水文地貌過(guò)程、土壤過(guò)程、植被變化等多要素構(gòu)建動(dòng)態(tài)模型,揭示生境質(zhì)量變化的響應(yīng)機(jī)制,還有待于深入研究。