王旖旎，康亞茹，陳旭，郭聰聰，張明亮,2*，丁存利

(1.大連海洋大學 海洋科技與環(huán)境學院，遼寧 大連116023；2.大連理工大學 海岸和近海工程國家重點實驗室，遼寧 大連 116024；3.盤錦紅海灘濕地旅游有限公司，遼寧 盤錦 124216)

景觀格局一般指形狀與大小各不相同的景觀要素在空間的排列與組合，是景觀異質性的體現(xiàn)，其變化和發(fā)展是自然、生物及社會等各種生態(tài)過程在不同時空尺度上相互作用的結果[1]。將景觀格局概念引入濕地研究領域，探究濕地景觀演變的過程，進而揭示自然與人類活動對濕地生態(tài)的影響機理已成為當前研究的熱點。濕地景觀生態(tài)學研究主要包括濕地景觀格局演變與驅動力分析[2-6]、濕地景觀格局動態(tài)變化預測[7-9]，以及通過景觀格局指數(shù)對濕地進行生態(tài)評價[10-11]。河口濕地主要位于海、河及陸地交界的潮間帶區(qū)域，潮汐的漲落使?jié)竦厥芎Ｋ芷谛匝蜎]，因此，河口濕地是一種具有獨特水文、土壤及生物特征的生態(tài)系統(tǒng)，也是自然界最富生物多樣性的景觀之一[12]。近年來，河口濕地生態(tài)系統(tǒng)面臨著一系列問題，如面積銳減、景觀破碎化程度日益加深、濕地功能喪失等[13-14]，河口景觀格局變化及其驅動機制分析已成為景觀生態(tài)學領域需長期關注的熱點問題[2,4,15]。

作為典型的三角洲河口，遼東灣遼河口海域是中國眾多河口濕地海域中一個獨特的代表，河口攔門沙淺灘發(fā)育，沿岸形成了大范圍的潮間帶。翅堿蓬由于抗鹽性較好并對遼河口潮灘泥質、氣候等具有良好的適應性，因此，其成為該區(qū)域的優(yōu)勢植被群落，形成世界聞名的“紅海灘”。近年來，隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展和人口的增長，以及人類大規(guī)模的開發(fā)活動，遼河口潮灘濕地發(fā)生了重大變化，并產(chǎn)生了一系列的生態(tài)環(huán)境問題，尤其是遼河口潮灘濕地發(fā)生了嚴重的退化現(xiàn)象，河口濕地生態(tài)功能受到較大的影響。

通過分析文獻發(fā)現(xiàn)，國內對內陸濱湖濕地及珠江口、黃河口濕地的景觀格局研究較多[4-7,11]，而有關遼河口景觀格局演變的研究范圍往往擴大到遼河三角洲[16]，部分針對遼河口潮間帶的景觀格局研究則缺少潮灘典型植被演替特征等相關內容[17-18]。鑒于此，本研究中基于1986—2018年的多時相遙感數(shù)據(jù)，對遼河口潮灘濕地區(qū)域內不同景觀類型的面積大小與空間分布數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計，分析了遼河口潮灘濕地景觀格局指數(shù)年際動態(tài)變化特征，旨在探究遼河口潮灘濕地景觀格局動態(tài)變化的影響因素，以期為遼河口潮灘濕地的可持續(xù)發(fā)展提供科學參考。

1 研究區(qū)域及方法

1.1 區(qū)域概況

遼河口潮灘濕地位于遼東灣北端頂部，濕地面積為6 985.76 km2。遼河口潮灘濕地是多種鳥類的理想棲息繁殖地和遷徙停歇地，其中包括丹頂鶴、黑嘴鷗等多種國家一類保護鳥類。為保證區(qū)域景觀格局研究的全面性、代表性和完整性，本研究區(qū)域選取位于盤錦市遼河口潮灘濕地(121°30′～122°00′E，40°50′～41°20′ N)，其中包括遼河、大遼河及大凌河的入海口。綜合考慮1986—2018年遼河口潮灘各景觀空間范圍與遼河口潮灘植被演替過程，研究區(qū)域范圍如圖1所示，面積為701.88 km2。

圖1 研究區(qū)域地理位置Fig.1 Geographic location of the surveyed region

1.2 數(shù)據(jù)來源及研究方法

為了明晰研究區(qū)域潮灘濕地景觀格局的變化，本研究中結合遼河口潮灘工程建設對遼河口自然環(huán)境干預的關鍵節(jié)點，以5年為時間間隔選取1986—2018年同/近時相的遙感影像進行分析。由于春夏季節(jié)蘆葦與農(nóng)田的光譜信息接近，植被分類較為困難，而秋季兩種植被光譜差異較大，因此，選取各年度9月的無云影像進行解譯。數(shù)據(jù)來源于中國科學院計算機網(wǎng)絡信息中心地理空間數(shù)據(jù)云平臺(http://www.gscloud.cn)和中國科學院遙感與數(shù)字地球研究所網(wǎng)站提供的Landsat5 TM影像及Landsat8 OLI影像，由于2010年的影像被云層覆蓋，故選取2009年的影像替代2010年影像，具體影像基本信息如表1所示。

表1 遼河口1986—2018年的遙感影像Tab.1 Remote sensing images in Liao River Estuary from 1986 to 2018

通過ENVI 5.4軟件對遙感影像進行輻射定標及大氣校正后，采用eCognition 9.0軟件對增強后的影像利用面向對象的方法和歸一化指數(shù)進行分類，并結合目視判讀提高分類結果精度[19]。參考遼河口潮灘景觀的光譜信息與野外實地調查結果，綜合考慮研究內容的需要，將遼河口濱海濕地分為7種地物類型，具體如圖2所示。研究區(qū)主要包括5種地物類型，即建筑(包括養(yǎng)殖池及水利工程建設等)、蘆葦、潮灘、農(nóng)田和翅堿蓬。為了能夠準確地反映潮灘濕地景觀格局的結構信息，參考其他學者的相關研究[16-18]，選取斑塊密度(patch density, PD)、最大斑塊指數(shù)(largest patch index, LPI)、斑塊分維數(shù)(fractal dimension Index, FD)、面積加權形狀指數(shù)(area-weighted mean shape index, AWMSI)、景觀多樣性指數(shù)(shannon’s diversity index, SHDI)、景觀均勻度指數(shù)(shannon’s evenness index, SHEI)、平均斑塊面積(mean patch size, MPS)和蔓延度指數(shù)(contagion index, CONTAG)等指標，在景觀格局軟件Fragstats 4.2中對遼河口潮灘濕地的景觀格局進行分析，具體景觀格局指數(shù)計算公式如表2所示。

表2 景觀格局指數(shù)及其生態(tài)學意義Tab.2 Index and their ecological meaning of landscape pattern

圖2 遼河口濱海濕地遙感影像分類結果Fig.2 Classification results of remote sensing image of coastal wetland in Liao River Estuary

2 結果與分析

2.1 遼河口潮灘濕地面積變化特征

2.1.1 面積變化趨勢 根據(jù)遼河口潮灘濕地景觀特征，將研究區(qū)域的地物分成自然景觀與人工景觀，自然景觀包括潮灘、蘆葦和翅堿蓬，人工景觀包括養(yǎng)殖池、水利工程設施和農(nóng)田，結果見表3。

從表3可見：在1986年，研究區(qū)域以自然景觀為主，其占總面積的91.7%，人工景觀總面積較小，占比為8.3%；1990年，由于防潮大壩的修建，潮灘面積大量減少，養(yǎng)殖池與水利工程設施的總面積增長至原來的3倍，此時，自然景觀仍然是遼河口潮灘濕地的主導景觀，占比為77.58%；1995—2009年，自然景觀面積逐漸下降，5年平均下降率為1.29%，其中，潮灘面積5年平均下降率最為劇烈(1.47%)，蘆葦面積5年平均下降率為1.05%，而人工景觀面積不斷增長，其中，增長最快的為農(nóng)田(8.63%)，其次為養(yǎng)殖池(1.20%)，2009年遼河口潮灘濕地自然景觀與人工景觀比例相近；2015年，盤錦港的建成直接導致自然景觀面積快速減少，自然景觀面積的占比降低至29.71%，人工景觀成為遼河口潮灘濕地的主導景觀，其中面積下降最為劇烈的自然景觀為潮灘，而水利工程設施與其他建筑的面積大量增加；2018年，遼河口潮灘濕地的景觀面積比例與2015年相近，自然景觀面積的占比略有下降，為28.64%。

表3 1986—2018年研究區(qū)域景觀類型Tab.3 Landscape types of surveyed area from 1986 to 2018

根據(jù)遼河口潮灘濕地面積長時間序列下的變化情況可知，1986—2018年，遼河口潮灘養(yǎng)殖池的增長面積為215.17 km2，水利工程設施與其他建筑的增長面積為177.19 km2，農(nóng)田的增長面積為50.27 km2，由此可見，養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展和水利工程建設是導致遼河口潮灘自然景觀面積降低、人工景觀面積增加的主要影響因子。

2.1.2 岸線變化特征 研究區(qū)域內岸線可劃分為自然岸線與人工岸線，其中人工岸線主要包括養(yǎng)殖區(qū)岸線、港口與碼頭岸線、城鎮(zhèn)與工業(yè)岸線及圍墾岸線。根據(jù)遙感監(jiān)測和岸線矢量化結果，提取遼河口兩個時期岸線(1986—2000、2000—2015年)進行分析，岸線空間變化如圖3所示，長度變化如表4所示。

圖3 1986—2015年間研究區(qū)域岸線變化Fig.3 Coastline change in the surveyed area from 1986 to 2015

表4 1986—2015年研究區(qū)域岸線長度Tab.4 Length of the coastline in the surveyed area from 1986 to 2015 km

從表4可見：1986年，岸線長度為346.08 km，2000年，岸線長度出現(xiàn)了較大的變化，為432.92 km，2015年后，岸線長度趨于穩(wěn)定，為495.58 km；研究區(qū)域的岸線長度總體上呈上升趨勢，其中1986—2000年14年平均岸線增長率(1.79%)大于2000—2015年15年平均岸線增長率(0.96%)。隨著岸線長度上升，岸線的形狀也趨于復雜化，1986年，研究區(qū)域主要以自然岸線為主(占總岸線長度的78.39%)，人工岸線的類型為養(yǎng)殖區(qū)岸線和城鎮(zhèn)與工業(yè)岸線(占比為21.61%)；2000年出現(xiàn)了港口與碼頭岸線(占比1.22%)和圍墾岸線(占比2.26%)，養(yǎng)殖區(qū)與城鎮(zhèn)岸線的比例由1986年的21.61%上升為2000年的42.59%；2015年，由于盤錦港的修建，港口與碼頭岸線比例上漲至20.25%，人工岸線比例上升至57.53%。結合岸線長度、類型及空間分布的變化可知，遼河口潮灘岸線向海擴張，岸線類型由自然岸線向人工岸線轉換。1986—2000年，遼河口岸線變化的主要原因是大面積的圍墾建壩(遼河東岸)與養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展(遼河西岸)；2000—2015年，岸線變化的主要原因是盤錦港的修建(大遼河西岸)。另外，遼河口的沖淤作用也是導致遼河兩側自然岸線形態(tài)變化的重要原因之一。

2.2 類型水平上景觀格局特征

2.2.1 景觀斑塊面積和結構特征 圖4給出了遼河口潮灘濕地各景觀斑塊面積和結構的年變化趨勢。從圖4(a)可見：潮灘的LPI指數(shù)1986年為84.25%，2018年其值為14.81%，整體上呈陡坡式下降趨勢；養(yǎng)殖池的LPI指數(shù)呈逐年上升趨勢，蘆葦與翅堿蓬的LPI指數(shù)波動幅度較小，農(nóng)田的LPI指數(shù)呈先上升后下降的趨勢，養(yǎng)殖池、水利工程與其他建筑的LPI指數(shù)變化在2015年后呈現(xiàn)穩(wěn)定趨勢。PD指數(shù)作為描述濕地各景觀類型破碎度的重要指數(shù)，可以從側面反映出景觀斑塊數(shù)目的變化。圖4(b)給出了遼河口潮灘各類景觀地物的PD指數(shù)變化規(guī)律，其中，蘆葦、翅堿蓬、潮灘及水利工程與其他建筑的PD指數(shù)呈N形，即呈現(xiàn)升高—降低—再升高的變化趨勢，養(yǎng)殖池與農(nóng)田則呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢。

圖4 1986—2018年遼河口濕地各景觀類型面積與結構主要特征指數(shù)Fig.4 Main characteristic indices in area and structure for landscape components in the wetlands of Liao River Estuary from 1986 to 2018

結合LPI指數(shù)及PD指數(shù)的變化規(guī)律分析可知：1986年，蘆葦和翅堿蓬相較其他年份PD指數(shù)較高，說明其在遼河口潮灘呈散點狀分布，而潮灘LPI指數(shù)最大，說明其面積最大，呈連續(xù)分布，這表明自然景觀是遼河口的優(yōu)勢景觀；1990年，防潮大壩的修建導致遼河口潮灘濕地破碎化，潮灘PD指數(shù)上升，LPI指數(shù)大幅下降；1995—2005年間，遼河口潮灘濕地開發(fā)進程減緩，潮灘LPI指數(shù)下降速度變慢，蘆葦及翅堿蓬的PD指數(shù)降低，說明防潮大壩內破碎化的蘆葦、翅堿蓬、潮灘在人工圍墾影響下形成規(guī)則的葦田；2009年后，由于盤錦港的修建，導致水利工程的LPI指數(shù)升高，潮灘與蘆葦?shù)腖PI指數(shù)降低，人工景觀成為遼河口的優(yōu)勢景觀，各類地物的PD指數(shù)上升，其中蘆葦與翅堿蓬的PD指數(shù)上升則說明潮灘植被在盤錦港修建后向分散破碎的狀態(tài)轉換。

2.2.2 典型植被景觀斑塊的形狀特征 考慮到人工景觀建成后形狀一般不會發(fā)生變化，而潮灘的形狀是由遼河口其他景觀形狀變化決定的，因此，本研究中主要對遼河口潮灘植被的形狀指數(shù)進行分析，采用FD和AWMSI指數(shù)分析1986—2018年蘆葦和翅堿蓬的形狀特征，結果如圖5所示。整體而言，遼河口潮灘植被的FD指數(shù)變化范圍較小，其FD指數(shù)均小于1.1，這說明其自我相似性強，抵抗外界影響的能力較弱，且易受人類活動影響(圖5(a))。翅堿蓬的AWMSI指數(shù)較低，說明研究區(qū)域內，翅堿蓬的形狀簡單，抵抗人類活動影響的能力更差；1995—2009年蘆葦?shù)腁WMSI指數(shù)不斷上升，說明在沿海大壩修建后，蘆葦面積不斷增加，形狀也有復雜化趨勢，抵抗外界活動的能力增強，然而，2015年盤錦港修建完成后，蘆葦?shù)腁WMS指數(shù)不斷下降，說明研究區(qū)域蘆葦?shù)拿娣e縮減，斑塊形狀也向簡單化方向發(fā)展(圖5(b))。

圖5 1986—2018年遼河口潮灘植被形狀主要特征指數(shù)Fig.5 Main characteristic indices of shape for tidal flat vegetation in Liao River Estuary wetlands from 1986 to 2018

2.3 河口濕地景觀整體水平格局變化分析

為了對研究區(qū)域整體景觀格局進行更全面的評價，選取MPS、CONTAG、SHDI和SHEI指數(shù)在整體水平上對遼河口潮灘景觀格局進行分析，結果如表5所示。遼河口濕地整體景觀格局的MPS指數(shù)呈先下降后上升再下降的趨勢，其值在1990年最小，說明1990年防潮大堤的修建對其產(chǎn)生了較大的影響。1986—2018年，研究區(qū)域整體景觀格局的CONTAG指數(shù)呈下降趨勢，其中，1986—1990年、2009—2015年整體景觀格局的CONTAG指數(shù)下降速率較快。MPS和CONTAG指數(shù)下降，表現(xiàn)為遼河口潮灘濕地的斑塊數(shù)目增加，斑塊形狀趨于簡單化，斑塊間的連通性降低，遼河口潮灘各景觀間的團聚性與延伸性下降，自然景觀的連續(xù)性被破壞。SHDI與SHEI指數(shù)不斷上升，其中，1986—1990年與2009—2015年這兩個指數(shù)的上升速率較大，SHDI指數(shù)上升說明各景觀類型的所占比例差異度增加，人工景觀與自然景觀所占比例發(fā)生了較大變化，而SHEI指數(shù)的上升說明各景觀類型間的分配程度越來越均勻。結合各景觀的PD指數(shù)變化可知，SHDI與SHEI指數(shù)上升雖不能說明遼河口生態(tài)環(huán)境優(yōu)化、破碎度降低，但可以說明遼河口潮灘自然景觀優(yōu)勢度降低，人工景觀優(yōu)勢度升高。

表5 1986—2018年遼河口濕地整體景觀格局指數(shù)動態(tài)變化Tab.5 Overall landscape pattern index in Liao River Estuary wetland from 1986 to 2018

結合MPS、CONTAG、SHDI和SHEI 4個景觀格局指數(shù)的變化規(guī)律可知，遼河口區(qū)域的破碎化程度升高，自然景觀的優(yōu)勢度降低，連續(xù)性下降，導致這一因素的主要原因是潮灘工程建設。

2.4 典型植被斑塊演替路徑

翅堿蓬和蘆葦是遼河口潮灘的典型植被，為探究人類活動對遼河口潮灘濕地植被的影響，對這兩種典型植物的空間分布及面積變化進行了分析。選取了2個典型的人類活動節(jié)點，將初始狀態(tài)(1986年)、防潮大壩修建后(2000年)及盤錦港修建后(2015年)3期遼河口潮灘濕地矢量數(shù)據(jù)在ArcGIS 10.4中進行空間疊加，進而歸納遼河口潮灘濕地12種景觀格局演替路徑，結果如圖6所示。其中，各類人工景觀侵占遼河口潮灘及潮灘植被的面積最大，占總面積的61.86%，未發(fā)生變化的區(qū)域面積占總面積的26.98%，潮灘內自然景觀相互演替的面積最小，占比為11.16%；遼河口植被演替有南移趨勢，蘆葦群落演替翅堿蓬群落的速度加快，在鴛鴦島區(qū)域明顯出現(xiàn)了“紅退綠進”現(xiàn)象。

圖6 研究區(qū)域景觀演替路徑Fig.6 Landscape succession paths in the survey area

3 討論

3.1 工程建設對遼河口潮灘植被的直接影響

本研究結果顯示，1986年，翅堿蓬廣泛分布在大凌河、遼河與大遼河兩側河岸，其中，遼河兩側的翅堿蓬面積最大，東岸的翅堿蓬面積要大于西岸，總面積為25.19 km2；而蘆葦主要分布在研究區(qū)域西北部和遼河上游，在翅堿蓬植被的生長區(qū)也會出現(xiàn)小面積的蘆葦斑塊，總面積為34.15 km2(圖2)。截至2015年，由于養(yǎng)殖池、防潮大壩、盤錦港等潮灘工程建設的影響，遼河口潮灘區(qū)域的翅堿蓬和蘆葦面積與空間分布出現(xiàn)了較大變化，工程建設區(qū)域內植被大量死亡，各類相關工程實施后，大量的自然潮灘濕地轉為農(nóng)田、水產(chǎn)養(yǎng)殖池和港口等人工景觀。翅堿蓬被人工景觀侵占的面積為16.29 km2，達到初始狀態(tài)面積的64.67%，被侵占消失的翅堿蓬主要分布在大凌河兩岸、遼河西岸與防潮大壩東北部；蘆葦被人工景觀侵占的面積為17.23 km2，為初始狀態(tài)的50.42%，主要分布在研究區(qū)域西北部與防潮大壩東北部(圖6)。因此，潮灘工程建設等人為活動將自然潮灘濕地轉為人工景觀，致使海岸帶潮灘濕地的空間格局發(fā)生變化，進一步導致潮灘濕地功能退化。

3.2 工程建設對遼河口潮灘植被的間接影響

潮灘工程建設除了直接導致翅堿蓬和蘆葦面積減少外，還會加速遼河口部分區(qū)域的淤積過程，改變遼河口的生態(tài)環(huán)境，進而影響植被的空間分布與演替過程。如1990年遼河口防潮大堤修建后，在防潮大堤的西側海岸出現(xiàn)了潮灘淤積，致使該區(qū)域外側潮灘生境變化，出現(xiàn)了新生翅堿蓬群落。另外，1986—2000年，大凌河附近人工養(yǎng)殖開發(fā)致使該區(qū)域外側形成新的適合植物生長的潮灘生境，出現(xiàn)了新生翅堿蓬群落。1995年三角洲水庫的修建導致遼河上游淡水減少，這也是影響翅堿蓬群落向南遷移的重要因素。此外，受遼河徑流和海域潮流變化相互作用，河口沉積地貌發(fā)育明顯，逐步形成了鴛鴦島和眾多水下淺灘，2000年鴛鴦島雛形初現(xiàn)，島上出現(xiàn)翅堿蓬群落。由2015年遙感影像可知，三道溝漁港東側淺灘出現(xiàn)大面積的翅堿蓬植被，其形成原因主要是工程建設改變了遼河口海域的水動力特性，致使該淺灘淤積加速[20]，地形升高，形成了適合翅堿蓬生長的環(huán)境。遼河口潮灘上的蘆葦耐鹽性較差，其群落淹水時間不能過長，因此，地形的升高會導致翅堿蓬群落被蘆葦群落所演替。遼河每年攜帶大量泥沙入海，在潮流的作用下泥沙逐年堆積，鴛鴦島區(qū)域潮水不能形成周期性淹沒，此時島上的大部分原生翅堿蓬群落逐漸被蘆葦演替?？傮w上，遼河口潮灘濕地翅堿蓬植被向南遷移，東、西兩側翅堿蓬有向遼河兩岸聚攏的趨勢。研究區(qū)西北部的蘆葦向陸地方向擴張，遼河兩岸蘆葦有向南擴張的趨勢。

4 結論

1)導致遼河口潮灘濕地景觀格局變化的主要人為活動包括3種類型：養(yǎng)殖池的擴張、圍墾(防潮大壩的修建)和圍填海港口工程。1986—2018年，研究區(qū)域內人工景觀面積呈增長趨勢，自然景觀面積呈下降趨勢，近幾年，這種變化趨近平緩，這與國家對河口海岸的保護開發(fā)并制定了嚴格的政策有關。

2)研究區(qū)域海岸線呈波動增長且整體向海擴張，增長位置主要位于大凌河西岸、遼河兩岸和盤錦港附近，增長的主要類型為養(yǎng)殖區(qū)岸線和港口岸線。

3)1986—2018年遼河口潮灘濕地各景觀類型及整體景觀的景觀格局指數(shù)變化較大，表明遼河口潮灘濕地自然景觀優(yōu)勢地位被人工景觀取代，景觀破碎化現(xiàn)象嚴重。

4)圍墾與水利工程的修建除直接侵占植被的生存空間外，還改變了遼河口潮灘的水流運動狀態(tài)，間接導致遼河口潮灘淤積快速變化，致使翅堿蓬群落被蘆葦群落所演替。

總體而言，人類活動是遼河口潮灘濕地面積變化的重要影響因素，也是導致研究區(qū)域各景觀破碎化的主要原因，人類活動加速了潮灘植被的演替過程。本研究結果有助于分析遼河口濕地變化趨勢及成因，為加強對濕地的管理和保護工作、減少濕地生態(tài)系統(tǒng)的壓力、實現(xiàn)濕地的可持續(xù)發(fā)展提供了科學參考。