曹晨晨,蘇芳莉,2,3,*,李海福,2,3,魏 超,2,3,孫 迪,2,3

1 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)水利學(xué)院,沈陽 110000 2 遼寧雙臺河口濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站,盤錦 124000 3 遼寧省水土流失防控與生態(tài)修復(fù)重點實驗室,沈陽 110000

景觀的破碎化主要表現(xiàn)為斑塊數(shù)量增加而面積縮小,斑塊形狀趨于不規(guī)則,斑塊內(nèi)部生境面積縮小,廊道被截斷以及斑塊彼此隔離[1],直接影響著景觀中生物多樣性、能量流動、物質(zhì)循環(huán)等生態(tài)特征與過程[2],進(jìn)而影響物種分布[3-5]。氣候變化[6]和人類生產(chǎn)活動[7]等共同作用導(dǎo)致濕地景觀破碎化,加劇濕地退化,嚴(yán)重影響了濕地提供生物多樣性保護和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的維持[8]。濕地退化與濕地景觀破碎密切相關(guān)[9—11],探討景觀破碎的驅(qū)動機制可為濕地保護與景觀修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)[12]。

遼河口鹽地堿蓬濕地是著名的紅海灘景觀,在改良灘涂鹽堿地、消減污染物和固碳增匯等方面都發(fā)揮著重要的作用[13—17]。該區(qū)域也是全球最大的黑嘴鷗棲息地,在保護區(qū)域生態(tài)安全及維系生物多樣性方面發(fā)揮著不可替代的生態(tài)作用。鹽地堿蓬濕地廣泛分布于遼河口潮間帶[18—19],地處陸地和海洋交匯區(qū)域,其景觀完整受到氣候變化、海平面上升及人類活動等多重作用,驅(qū)動機制復(fù)雜[20]。

基于遙感和GIS手段結(jié)合景觀生態(tài)學(xué)等方法對濕地景觀展開研究,有利于從宏觀角度明確濕地景觀格局及其變化規(guī)律[21—23],但常存在時間序列較短、時間步長較長,難以揭示快速變化的濕地景觀演變特征及規(guī)律等問題。本研究以Landsat衛(wèi)星1985—2019年間共27期影像為數(shù)據(jù)源,通過主成分分析和相關(guān)分析研究其驅(qū)動機制,可在較長時間段序列內(nèi)、較精準(zhǔn)揭示遼河口鹽地堿蓬濕地景觀格局及其演變規(guī)律。

1 研究區(qū)概況

圖1 研究區(qū)概況圖Fig.1 Overview of the study area

遼河口濕地屬于濱海濕地,位于我國渤海遼東灣北部頂端(圖1),遼河入海口處(121°30′—122°00′E,40°50′—41°20′N)。屬溫帶半濕潤季風(fēng)氣候,年平均降雨量650 mm,年平均溫度8.5 ℃。1988年,雙臺子河口(現(xiàn)更名為遼河口)被列入國家級自然保護區(qū),總面積8萬 hm2,距海較近的裸灘區(qū)域沒有植物生長,過渡帶為鹽地堿蓬濕地和距海較遠(yuǎn)的區(qū)域為內(nèi)陸蘆葦濕地,是一個以保護丹頂鶴、黑嘴鷗等珍稀水禽及濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)為主的野生動物類型自然保護區(qū)。其中鹽地堿蓬濕地分布于潮間帶,介于蘆葦濕地與潮灘之間,呈紅紫色的不規(guī)則斑塊。

2 數(shù)據(jù)來源及研究方法

2.1 遙感影像數(shù)據(jù)

本研究使用的Landsat系列遙感數(shù)據(jù)來源于美國地質(zhì)勘探局USG網(wǎng)站(https://glovis.usgs.gov/ app)。

為能夠更加全面且真實的探究遼河口鹽地堿蓬濕地時空動態(tài)的變化特征及規(guī)律,根據(jù)遼河口區(qū)域開發(fā)建設(shè)節(jié)點以及遙感影像的質(zhì)量,選取1985年和1988年(防潮大堤修建前)、1989年(防潮大堤修建)、1992—1997年(防潮大堤修建后)、1999—2004年(農(nóng)田開墾及水產(chǎn)養(yǎng)殖建設(shè)期)、2005—2007年和2009—2014年(濕地相關(guān)法律法規(guī)逐步完善)、2015年、2017年和2019年(近5年濕地狀況)共計27期的遙感影像為數(shù)據(jù)源,云層低于10%,時相為9—10月份,質(zhì)量較好,條帶號為120/032,衛(wèi)星影像的誤差小于一個像素(空間分辨率為30 m)。

遙感影像在獲取過程中,大氣對陽光和來自目標(biāo)的輻射會產(chǎn)生吸收和散射,圖像可能存在一定程度的失真。使用ENVI軟件的FLAASH模塊(大氣校正模塊)進(jìn)行大氣校正部分的工作。再對所有的Landsat圖像在同一投影坐標(biāo)系統(tǒng)中(UTM投影,WGS84參考系統(tǒng))進(jìn)行了測量和幾何校正,使得所有影像的配準(zhǔn)誤差均在一個像素內(nèi)(小于30 m)。通過ArcGIS平臺的掩膜提取工具,將遙感影像裁剪至遼河口國家濕地自然保護區(qū)形狀。目視解譯完成后根據(jù)Google Earth當(dāng)前和歷史影像資料和實地考察數(shù)據(jù),采用總體精度指標(biāo)對鹽地堿蓬濕地的目視解譯精度進(jìn)行驗證,其總體精度為85.62%。

總體精度OA的計算公式為

式中,OA是總體精度,表示所有像元分類的正確性,N為樣點總數(shù),akk表示k行k列上的值。

2.2 水文數(shù)據(jù)

本研究使用的水文數(shù)據(jù)來《遼寧省水文統(tǒng)計年鑒》1985—2017年的數(shù)據(jù),由于遼河口鹽地堿蓬濕地主要受河海交互作用影響,因此選取遼河入?？谇白詈笠粋€水文站——六間房水文站數(shù)據(jù),指標(biāo)選取了表征上游降雨和徑流輸沙過程的降雨量、徑流量及輸沙量。

2.3 景觀破碎化指數(shù)

本研究選取斑塊密度(PD)作為描述景觀破碎度的指標(biāo),PD值越大代表景觀破碎化程度越高。

式中,Ni為景觀中第i類景觀要素的總面積,A為景觀總面積。

具體景觀指數(shù)分析計算在FRAGSTATS 4.2軟件中完成。

2.4 潮汐作用指標(biāo)

遼河口鹽地堿蓬濕地位于海洋與陸地之間的過渡地帶,其臨近海洋的一側(cè)為平均寬度約為4 km的潮間帶,潮汐經(jīng)過寬闊的潮灘經(jīng)潮溝作用于鹽地堿蓬濕地。其獨特的地理位置,使得波浪和潮汐作用極其復(fù)雜。前期研究中已明確了海岸線的變遷和潮灘區(qū)的淤積侵蝕速率與潮汐運動相關(guān)[24—25],可表征潮汐作用。

2.5 濕地景觀破碎化驅(qū)動機制分析

根據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)[26—28]及遼河口鹽地堿蓬濕地實際情況,選取道路、水庫、田地、養(yǎng)殖、油井、降雨量、徑流量、輸沙量凈岸線運動和淤積侵蝕速率因子。通過主成分分析進(jìn)行指標(biāo)的降維確定主要指標(biāo),通過灰色關(guān)聯(lián)度分析各驅(qū)動因素對濕地景觀破碎化的影響權(quán)重,采用相關(guān)分析法分析各驅(qū)動因素對于濕地景觀破碎化的影響。

3 結(jié)果與分析

3.1 遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化特征

圖2 1985—2019年鹽地堿蓬濕地PD值變化Fig.2 Changes in PD value of Suaeda salsa wetland from 1985 to 2019

斑塊密度(PD)作為描述景觀破碎度的重要指標(biāo),PD值越大代表景觀破碎化程度越高。由圖2可見,1985—1988年鹽地堿蓬濕地表現(xiàn)出顯著的聚集性,PD值由1985年的4.68減少為1988年的1.06,減少了77.35%；1989—1995年鹽地堿蓬濕地破碎化特征初現(xiàn),PD值由1989年的1.12增加為1995年的3.33,增加了197.32%；1996年鹽地堿蓬濕地破碎化程度得到一定程度減緩,PD值由1995年的3.33減少為1996年的1.55,減少了53.45%；1997—2003年鹽地堿蓬濕地破碎化程度波動加劇,PD值由1997年的1.88增加為2003年的5.90,增加了213.83%；2004—2014年鹽地堿蓬濕地破碎化程度波動減緩,由2005年的5.90減少為2014年的2.74,減少了53.56%；2015年至今,鹽地堿蓬濕地破碎化加劇,PD值由2014年的2.74增加為2019年的7.89,增加了187.96%。

1985—2019年遼河口鹽地堿蓬濕地的PD值總體上呈上升趨勢,說明近35年來遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎程度存在階段性波動但從長時間序列上看仍長期處于破碎化狀態(tài),其中,2003年和2017年遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化極為嚴(yán)重。

3.2 遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化驅(qū)動機制分析

3.2.1指標(biāo)選取與評價

濕地景觀破碎化主要受人為因素和自然因素的影響,其中油田開采、海產(chǎn)養(yǎng)殖等圍填海人為開發(fā)工程是造成濕地景觀破碎化的主要驅(qū)動因子[29]。在遼河口區(qū)域內(nèi),主要的圍填海工程包括道路修建、水庫修建、農(nóng)田開發(fā)、水產(chǎn)養(yǎng)殖和油田開發(fā)；鹽地堿蓬濕地由于其處于海陸交匯處的特殊分布位置,主要的自然因素包括氣候因素、內(nèi)陸河流作用因素以及海洋波浪潮汐作用因素[6]。

本研究選取表征景觀破碎化程度的指標(biāo)斑塊密度(PD)作為因變量Y,選取與濕地景觀破碎化顯著相關(guān)的驅(qū)動因子道路(X1)、水庫(X2)、農(nóng)田(X3)、養(yǎng)殖(X4)、油井(X5)、降雨量(X6)、徑流量(X7)、輸沙量(X8)、凈岸線運動NSM(X9)、淤積侵蝕速率(X10)作為自變量,進(jìn)行主成分分析。

自變量相關(guān)系數(shù)矩陣顯示(表1),影響景觀破碎化的10個自變量中存在著不同程度的相關(guān)性,表明各自變量包含信息存在重疊,運用主成分分析是必要的。對自變量進(jìn)行KMO統(tǒng)計量檢驗和Bartlett球形檢驗顯示：KMO統(tǒng)計量達(dá)到0.525,Bartlett′s球形檢驗顯著性水平小于0.01,適合進(jìn)行主成分分析。

3.2.2主成分分析

主成分分析結(jié)果顯示(表2),第1主成分的特征值為3.931,第2主成分的特征值為2.031,第3主成分的特征值為1.557,累積貢獻(xiàn)率為75.187%,說明3個主成分已能代表原始驅(qū)動因子來反映遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的具體情況。

由表3可知,在第一主成分在輸沙量和徑流量上的因子荷載量較大,分別為0.889、和0.856；第二主成分在淤積侵蝕速率、凈岸線運動、水產(chǎn)養(yǎng)殖、水庫修建和油井開發(fā)上的因子荷載量較大,分別為0.736、0.633、0.569、0.504和0.436；第三主成分明顯與海岸線淤積侵蝕級水產(chǎn)養(yǎng)殖相關(guān),顯然未能與第二主成分區(qū)分開來,需進(jìn)一步進(jìn)行因子分析,使結(jié)果進(jìn)一步優(yōu)化,使提取信息含義更加清晰。

表1 自變量相關(guān)系數(shù)矩陣

表2 主成分特征值和貢獻(xiàn)率

表3 主成分荷載矩陣

3.2.3因子分析

為更好的將鹽地堿蓬濕地演變驅(qū)動因子與主成分之間的線性關(guān)系表現(xiàn)出來,選取第1主成分、第2主成分和第3主成分作為新的變量,建立單個主成分綜合得分線性方程,其系數(shù)為主成分特征值所對應(yīng)的特征向量,由各因子在主成分上的載荷與特征值計算得出,得到式(1)、式(2)和式(3)。

F1=-0.448X1-0.431X2-0.314X3+0.380X4+0.304X5+0.343X6+0.210X7+0.285X8+0.182X9-0.033X10

(1)

F2=0.018X1+0.167X2+0.255X3+0.242X4+0.354X5+0.080X6+0.399X7-0.306X8-0.444X9-0.516X10

(2)

F3=0.126X1+0.225X2+0.364X3+0.188X4+0.207X5-0.068X6+0.492X7-0.061X8+0.478X9+0.481X10

(3)

得到各驅(qū)動因子與主成分的線性方程后,進(jìn)一步建立遼河口鹽地堿蓬濕地演變驅(qū)動因子綜合得分模型,見式(4),該式的系數(shù)即為第 1主成分F1、第2主成分F2和第3主成分F3各自所對應(yīng)的方差貢獻(xiàn)率與累積貢獻(xiàn)率之比。

Y=0.198F1+1.425F2+1.256F3=-0.203X1-0.133X2-0.019X3+0.303X4+0.297X5+0.186X6+0.320X7+

0.053X8+0.075X9-0.056X10

(4)

式中,各系數(shù)分別為各驅(qū)動因子在綜合得分中的權(quán)重,系數(shù)越大則說明該因子在綜合得分中占據(jù)的重要性越大,通過該式可進(jìn)一步確定,遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的主要驅(qū)動因子為水產(chǎn)養(yǎng)殖(0.320)、道路修建(0.303)、水庫修建(0.297)、年輸沙量(0.203)、農(nóng)田開發(fā)(0.186)以及年徑流量(0.133)。

3.2.4濕地景觀破碎化驅(qū)動力分析

通過主成分分析確定水產(chǎn)養(yǎng)殖、道路修建、水庫修建、年輸沙量、農(nóng)田開發(fā)和年徑流量為導(dǎo)致濕地景觀破碎化的主要驅(qū)動力,因此,選擇以上因子為比較數(shù)列,通過灰色關(guān)聯(lián)度和相關(guān)性分析探究其驅(qū)動機制。

通過灰色關(guān)聯(lián)度分析(表4)可知,道路修建是影響鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的主要驅(qū)動因子,其次是水產(chǎn)養(yǎng)殖、年徑流量和農(nóng)田開發(fā)。

表4 灰色關(guān)聯(lián)矩陣

(1) 人為因素對濕地景觀破碎化的驅(qū)動

圖3 景觀破碎度與道路修建的關(guān)系Fig.3 The relationship between landscape fragmentation and road construction*表示顯著相關(guān)(P<0.05)

人類活動對遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的影響主要體現(xiàn)在農(nóng)田開發(fā)、道路修建和水產(chǎn)養(yǎng)殖方面。1985—2019年期間遼河口區(qū)域道路修建、水產(chǎn)養(yǎng)殖和農(nóng)田開發(fā)面積逐年遞增且趨于穩(wěn)定,與鹽地堿蓬濕地景觀破碎化增強的趨勢呈指數(shù)相關(guān)(圖3—圖5),R2分別為0.340、0.281和0.460。

道路修建直接破壞了遼河口區(qū)域河網(wǎng)水系及鹽地堿蓬濕地斑塊之間的連通性,不利于鹽地堿蓬濕地斑塊之間物質(zhì)、能量的傳遞,導(dǎo)致濕地自凈能力和納污能力的減弱,造成鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇。1985—2019年間遼河口區(qū)域道路修建面積呈對數(shù)增長(圖3,P<0.05),2003年出現(xiàn)階段性的面積峰值967.36 hm2,并于2017年達(dá)到最大值1045.43 hm2。

水產(chǎn)養(yǎng)殖通過土地占用的形式直接侵占鹽地堿蓬的生長空間,此外水產(chǎn)養(yǎng)殖行業(yè)日常生產(chǎn)的污染物通過海水交換形式被帶到潮間帶區(qū)域,造成水質(zhì)污染[30],導(dǎo)致鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇。1985—2019年間遼河口區(qū)域水產(chǎn)養(yǎng)殖面積呈對數(shù)增長(圖4,P<0.05),并于2017年達(dá)到水產(chǎn)養(yǎng)殖面積最大值9244.73 hm2,同年遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化劇烈,PD值高達(dá)6.07。

農(nóng)田開發(fā)通過長時間的種稻灌溉,降低土壤鹽分含量,改變土壤鹽分組成[31],導(dǎo)致遼河口區(qū)域土壤脫鹽,土壤鹽分過低不利于鹽地堿蓬生長,造成鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇。1985—2019年間遼河口區(qū)域農(nóng)田開發(fā)面積呈對數(shù)增長(圖5,P<0.05),并于2003年達(dá)到農(nóng)田開發(fā)面積最大值5479 hm2,同年遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化劇烈,PD值高達(dá)5.90。

圖4 景觀破碎度與水產(chǎn)養(yǎng)殖的關(guān)系Fig.4 The relationship between landscape fragmentation and aquaculture*表示顯著相關(guān)(P<0.05)

圖5 景觀破碎度與農(nóng)田開發(fā)的關(guān)系Fig.5 The relationship between landscape fragmentation and farmland development*表示顯著相關(guān)(P<0.05)

近35年間,遼河口鹽地堿蓬濕地向退化方向發(fā)展,具體表現(xiàn)為濕地面積萎縮,濕地景觀破碎化加劇。2003年后,圍填海工程面積趨于穩(wěn)定,人為開發(fā)活動對鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的影響趨于穩(wěn)定,但是濕地景觀破碎化隨農(nóng)田開發(fā)、道路修建和水產(chǎn)養(yǎng)殖面積的增大而增大的整體趨勢是明確的。

(2)水文過程對濕地景觀破碎化的驅(qū)動

水文過程對遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的影響主要體現(xiàn)在徑流方面。1985—2019年間,六間房水文站年徑流量與鹽地堿蓬濕地景觀破碎化呈負(fù)相關(guān),其線性擬合優(yōu)度為0.775(P<0.01)(圖6),濕地景觀破碎化隨徑流量增大而減小。

由圖7可見,1985—2019年35年的徑流量距平百分率發(fā)現(xiàn)遼河枯水年與鹽地堿蓬濕地景觀破碎化嚴(yán)重年份重合,豐水年時期的鹽地堿蓬長勢明顯好于枯水年時期的鹽地堿蓬的情況,且鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的年際變化趨勢與遼河干流的年徑流量變化趨勢大致相同。

圖6 景觀破碎度與徑流量的關(guān)系Fig.6 The relationship between landscape fragmentation and runoff **表示極顯著相關(guān)(P<0.01)

圖7 1985—2019年遼河口區(qū)域年徑流量距百分比率Fig.7 Percentage rate of annual runoff distance in Liaohe Estuary from 1985 to 2019

1998年上游流向海水的水沙驟減,年徑流量分別減少了24.95 (108/m3),其原因是大洼三角洲平原水庫修建完成后開始對上游的淡水進(jìn)行儲蓄,改變了遼河口區(qū)域的水文條件,打破了原有的濕地生態(tài)系統(tǒng)平衡,對鹽地堿蓬的生長造成了巨大的影響,導(dǎo)致鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇,鹽地堿蓬濕地斑塊密度(PD)由1988年的1.058增長為1998年的2.49。

4 討論

(1)解譯1985—2019年間27期Landsat數(shù)據(jù),可較準(zhǔn)確揭示遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化特征,較好的解決了以往研究中存在的時間序列較短、時間步長較大的問題[28,32],黃河三角洲的相關(guān)研究[33]表明,進(jìn)一步增加總體樣品數(shù)量,可較好的揭示景觀格局演變規(guī)律。故建議利用超過20年的數(shù)據(jù)進(jìn)行景觀破碎特征研究。

(2)1985—2019年間,遼河口鹽地堿蓬濕地濱海濕地呈退化趨勢,具體表現(xiàn)為濕地面積萎縮,濕地景觀破碎化加劇。1988年為鹽地堿蓬濕地景觀完整性最佳的年份,濕地面積大且景觀聚集性高,此時的遼河口區(qū)域原始生態(tài)系統(tǒng)保存較好；自1990年始,遼河口區(qū)域進(jìn)入經(jīng)濟發(fā)展的新階段,由盤錦市統(tǒng)計年鑒顯示1990年的第一、二、三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值相比1985年分別增長144.87%、83.61%、340.32%,農(nóng)田開發(fā)、水產(chǎn)養(yǎng)殖、油氣開采、旅游服務(wù)等各項產(chǎn)業(yè)快速發(fā)展的同時,也為生態(tài)系統(tǒng)帶來了巨大的壓力,大量人為擾動占地涌入遼河口區(qū)域,導(dǎo)致1990—2003年間鹽地堿蓬濕地一直處于破碎化持續(xù)加劇的狀態(tài)；粗狂無序的開發(fā)利用模式所導(dǎo)致的生態(tài)環(huán)境問題逐漸被人們所察覺,2004年國務(wù)院辦公廳發(fā)布了《關(guān)于加強濕地保護管理的通知》,各地方積極響應(yīng)出臺一系列濕地保護與修復(fù)政策,遼河口鹽地堿蓬濕地破碎化趨勢也得到緩解；2015年至今,由于淡水資源的匱乏,徑流量減少,鹽導(dǎo)致地堿蓬濕景觀破碎化再度加劇。

(3)導(dǎo)致遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇的人為驅(qū)動因素為道路、農(nóng)田和養(yǎng)殖,其中,道路修建直接破壞了遼河口區(qū)域河網(wǎng)水系及鹽地堿蓬濕地斑塊之間的連通性,降低了濕地的污染自凈能力；農(nóng)田圍墾和圍海養(yǎng)殖在造成鹽地堿蓬濕地原位生境被替代的同時,其日常產(chǎn)生的的污染物通過海水交換形式導(dǎo)致近岸水質(zhì)與底泥環(huán)境污染加劇,生態(tài)環(huán)境遭到嚴(yán)重破壞,鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇[30]。

(4)導(dǎo)致遼河口鹽地堿蓬濕地景觀破碎化加劇的水文驅(qū)動因素為年徑流量,鹽地堿蓬濕地因其獨特的地理位置,區(qū)域水分鹽度由河水和海水的彼消此長決定,上游徑流量的減少引起海水倒灌,加劇了鹽地堿蓬濕地的景觀破碎化程度。

5 結(jié)論

1985—2019年間,遼河口鹽地堿蓬濕地呈退化趨勢,具體表現(xiàn)為濕地面積萎縮,濕地景觀破碎化加劇。道路修建、農(nóng)田開發(fā)和水產(chǎn)養(yǎng)殖面積的增加以及年徑流量的減少是導(dǎo)致鹽地堿蓬濕地景觀破碎化的主導(dǎo)因素。