韓騰騰，欒俊婉，邵田田，陳肖飛*

（1.河南大學 黃河文明與可持續(xù)發(fā)展研究中心暨黃河文明傳承與現代文明建設河南省協同創(chuàng)新中心，河南 開封 475001）

濕地是陸地與水體共同作用形成的一種生態(tài)系統[1]，不僅能為許多生物提供棲息地，其在蓄洪防旱、調節(jié)氣候、分解污染物等方面也能發(fā)揮重要作用[2]。近年來，由于全球氣候變化和人類活動的影響，濕地生態(tài)系統在空間和類型上發(fā)生了很大變化[3]。濕地生態(tài)系統的能量流動、物質循環(huán)和物種遷移等與其景觀格局密切相關[4]，因此科學認知濕地景觀的演變規(guī)律，揭示濕地景觀格局的變化機制[5]，對于濕地生態(tài)系統保護、科學管理與規(guī)劃具有重要意義。

濕地遙感監(jiān)測逐漸成為濕地研究和濕地保護動態(tài)管理的重要手段和方法[6]。Couvillion B R[7]等利用多期遙感影像和聚合指數對1985—2010年路易斯安那州濱海濕地的景觀格局演變進行了定量分析；Sica Y V[8]等研究了阿根廷帕蘭河下游三角洲土地利用變化對濕地退化的影響，并對濕地退化的驅動因子進行了分析；Ballanti L[9]等利用多時相遙感影像和面向對象的方法分析了尼斯夸利河三角洲濕地信息的時空變化情況。相比之下，國內學者對濕地景觀的研究起步較晚，但也取得了豐富的研究成果，如邢雯[10]等采用面向對象的多尺度分割方法分析1988—2010年南京城區(qū)的濕地變化情況發(fā)現，濕地向非濕地轉化；符靜[11]等利用洞庭湖區(qū)遙感影像分析了三峽庫區(qū)建成前后洞庭湖區(qū)濕地的動態(tài)變化情況及其原因；彭凱鋒[6]等探討了武漢城市圈濕地破壞程度及其相應的水體變化特征，并利用Logistic模型進一步揭示了濕地破壞的驅動機制。綜上所述，國內外學者對濕地景觀演變及其驅動因素進行了一系列研究。

鑒于此，本文利用2000年、2005年、2011年和2016年4個時期的遙感影像，采用目視解譯的方法[12]提取了武漢市濕地信息；再結合土地利用動態(tài)度、馬爾柯夫模型、景觀指數和人類活動強度等方法，深入分析了武漢市濕地演變規(guī)律，揭示了濕地變化的動態(tài)特征；最后結合武漢市氣候變化和人類活動情況，分析了武漢市濕地景觀變化的驅動因素。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

武漢市地處長江中下游平原、江漢平原以東，位于113°41′～115°05′E、29°58′～31°22′N之間，東西最大橫距為134 km，南北最大縱距為155 km，全境面積為8 569.15 km2，占湖北省總面積的4.6%。武漢市屬于典型的亞熱帶季風性濕潤氣候區(qū)，夏季氣溫高、降水集中，冬季涼爽濕潤，年平均氣溫為15.8～17.5℃，年降水量為1 150～1 450 mm。武漢市地形屬于河湖沖積平原，長江及其支流漢江流經此處，河湖眾多、河網密布，大江兩側分布眾多大小湖泊。武漢市素有“百湖之城”的美譽，擁有豐富的濕地資源。

1.2 數據來源與處理

本文從地理空間數據云（http://www.gscloud.cn/）中獲取武漢市2000年、2005年、2011年和2016年成像較好的Landsat TM/OLI遙感影像，為避免云層對研究區(qū)的影響以及能更好地分辨地物類型，下載影像時選擇云量為零或云量相對較少且時間相近的影像，并選取植物生長茂盛季節(jié)的影像數據，以提高影像分類的精度。此外，本文通過中國數據氣象網收集了武漢市2000—2016年的氣象數據。本文參考《濕地公約》和相關文獻[13]，將濕地劃分為天然濕地（湖泊、河流和灘地）和人工濕地（庫塘和水稻田）兩類。

本文利用ENVI 5.1軟件對獲取的遙感影像進行輻射定標、直方圖均衡化、影像鑲嵌和研究區(qū)裁剪等預處理，以提高目視解譯的精度；對TM和OLI數據分別采用4、3、2和5、4、3的波段組合方式增加水體和植被之間的影像信息差異。在解譯過程中，根據影像的色調、紋理、幾何特征等信息建立遙感影像相關地物的解譯標志；采用最大似然法對2000年、2005年、2011年和2016年的影像進行分類處理，實現對武漢市土地利用類型的目視解譯，分類精度達到85%以上。以中國科學院資源環(huán)境科學數據中心（http://www.resdc.cn）提供的中國土地利用現狀遙感監(jiān)測數據為驗證標準，解譯精度可達80%以上，滿足對武漢市濕地景觀研究的需求。

1.3 研究方法

1.3.1 土地利用動態(tài)度

土地利用動態(tài)度是描述土地資源數量變化程度的常用方法[14]。本文利用該方法構建了研究區(qū)土地利用動態(tài)度模型，能反映武漢市不同土地利用類型面積的變化幅度與速度。

1.3.2 馬爾柯夫模型

馬爾柯夫模型通過轉移矩陣模擬景觀從一種狀態(tài)向另一種狀態(tài)轉移的動態(tài)過程。在這個過程中，一個亞穩(wěn)定系統在一系列特定的時刻間隔下由時間T的狀態(tài)轉換到時間T+1的狀態(tài)[15]。該模型的顯著優(yōu)勢是無需連續(xù)長時間序列數據，且直觀性強。因此，本文采用馬爾柯夫轉移矩陣來描述不同土地利用類型在時間維度上的發(fā)展演化過程。

1.3.3 景觀指數

景觀指數能高度濃縮景觀格局信息，反映研究區(qū)景觀結構組成和空間格局，從而更加準確地分析武漢市濕地景觀格局的動態(tài)變化情況[16]。本文選用斑塊數量、斑塊密度、最大斑塊指數、蔓延度指數、香農多樣性指數、香農均勻度指數和斑塊面積百分比指數，利用Fragstats 4.2軟件分析了武漢市濕地景觀的空間異質性、破碎化程度和斑塊復雜程度等特征。

1.3.4 人類活動強度計算方法

人類活動強度計算采用徐勇[17]、徐小任[18]等提出的人類活動強度測算方法，即以人類社會經濟活動對陸地表層作用程度最高的土地利用類型——建設用地當量為基本計算單位，計算不同土地利用類型的建設用地當量面積，并計算面積總和，求取人類活動強度。其中，折算系數是基于不同土地利用類型下的自然覆蓋是否變化，空氣、熱量、水和營養(yǎng)物質能否正常交換形成的兩個層級8個特征標志和相應的特征值。以此作為計算標準，建設用地當量的最終折算系數表如參考文獻[17]、[18]所示。人類活動強度計算公式為：

式中，HAIi為第i個地區(qū)的人類活動強度；SCLE-i為第i個地區(qū)建設用地當量面積；Si為第i個地區(qū)的土地總面積；SLij為第i個地區(qū)第j種土地利用類型的面積；CIij為第i個地區(qū)第j種土地利用類型的建設用地當量折算系數；n為第i個地區(qū)的土地利用類型數量。

綜上所述，計算不同區(qū)域的人類活動強度，既能反映人類社會經濟活動對土地資源的綜合影響，又能增強不同地區(qū)人類活動強度研究成果的可比性。

2 研究結果與分析

2.1 土地利用狀況與變化

2016年武漢市的濕地總面積為2 298.92 km2，占武漢市總面積的26.79%，其中天然濕地面積為1 158.03 km2，人工濕地面積為1 140.89 km2，占比分別為50.37%和49.63%。在天然濕地中，湖泊濕地面積最大，為742.38 km2，占比為64.11%；其次是河流濕地，占比為30.06%。4個時期的武漢市天然濕地面積均占濕地總面積的35.99%以上，湖泊濕地面積均占天然濕地總面積的63.54%以上，如表1所示，表明湖泊濕地在武漢市濕地中占據重要地位。

表1 4個時期武漢市各土地利用類型面積/km2

2000—2011年武漢市天然濕地總面積呈下降趨勢，其中湖泊和河流濕地面積減少，灘地濕地面積增加，主要是由于湖泊河流的水量減少，部分區(qū)域轉化為灘地；人工濕地面積總體呈增加趨勢，濕地總面積變化不大。與2000年相比，天然濕地減少了79.47 km2，其中湖泊濕地減少了31.65 km2，河流濕地減少了75.86 km2；人工濕地增加了116.46 km2。2016年濕地總面積達到了4個時期的最大值，湖泊和河流濕地面積分別比2000年增加了231.85 km2和71.99 km2，主要原因在于2016年武漢市降雨量較大，7月第一周降下了全年44%的雨量，武漢市區(qū)域自動站65個站降雨量超過200 mm，其中27個站超過250 mm，大量降水導致沉湖出現了洪水漫堤的情況[19]。4個時期的武漢市土地利用情況如圖1所示，可以看出，4個時期研究區(qū)建設用地面積持續(xù)增加，林地面積持續(xù)減少，水稻田和旱地面積先增加后減少，整體呈減少趨勢。

圖1 4個時期武漢市土地利用情況

2.2 土地利用動態(tài)度和狀態(tài)轉移矩陣

4個時期研究區(qū)的天然濕地面積分別為803.42 km2、730.42 km2、723.95 km2和1 158.03 km2；人工濕地面積分別為1 054.48 km2、1 299.27 km2、1 170.94 km2和1 140.89 km2，如表2所示，可以看出，雖然武漢市的天然濕地面積前期有所減少，但后期快速增加，而人工濕地面積在波動后整體呈增加趨勢。2000—2005年天然濕地的整體土地利用動態(tài)度為-54.52%，其中灘地的土地利用動態(tài)度為4.71%，湖泊和河流的土地利用動態(tài)度分別為-15.48%和-130.28%，表明灘地面積增加、部分湖泊與河流轉移為其他土地利用類型；2005—2011年天然濕地的整體土地利用動態(tài)度為-6.20%，其中湖泊的土地利用動態(tài)度為-26.01%，表明大量湖泊轉移為其他土地利用類型，同時河流持續(xù)減少；2011—2016年天然濕地的整體土地利用動態(tài)度為359.76%，湖泊、河流和灘地的土地利用動態(tài)度分別為330.15%、442.93%和304.41%，表明該時期天然濕地面積不斷增加，主要是由于這一時期武漢市的降雨量偏大，大部分湖泊和河流處于飽和狀態(tài)。2000—2005年人工濕地的整體土地利用動態(tài)度為139.29%，主要源于水稻田和庫塘面積的增加；2005—2011年和2011—2016年人工濕地的整體土地利用動態(tài)度分別為-69.14%和-15.4%，人工濕地面積整體上呈減少趨勢。武漢市各土地利用類型面積轉移矩陣如表3所示，可以看出，與2000年相比，2016年天然濕地面積的增加主要是由于武漢市政府的退田還湖政策；人工濕地面積的減少主要原因是大量的水稻田轉移為湖泊和建設用地，建設用地大部分由水稻田和旱地轉移而來。

表2 武漢市各土地利用類型土地利用動態(tài)度/%

表3 2000—2016年武漢市各土地利用類型面積轉移矩陣/km2

2.3 各時期研究區(qū)濕地的景觀格局特征

景觀格局指數能在更大的空間尺度上反映區(qū)域的整體景觀特征，從而更好地分析武漢市景觀格局的演變特征。經過計算得到4個時期研究區(qū)的景觀格局指數如表4所示，可以看出，武漢市的斑塊數量和斑塊密度持續(xù)增加，最大斑塊指數和蔓延度指數波動減小，香農多樣性指數和香農均勻度指數波動增加，說明隨著經濟的發(fā)展，武漢市的景觀破碎化程度不斷加劇，反映了人類活動（水庫和居民用地的擴張）對武漢市景觀格局的顯著影響。

表4 4個時期武漢市的景觀格局指數

武漢市各土地利用類型的斑塊數量、斑塊密度、最大斑塊指數和斑塊面積百分比指數如圖2所示，可以看出，2000—2011年湖泊、河流的斑塊數量和斑塊密度持續(xù)減少，2011—2016年有所上升，但整體呈減少趨勢，其最大斑塊指數波動增加，說明隨著經濟的發(fā)展，人類對湖泊、河流的高度利用，使其面積波動變化，受人類影響顯著；灘地的斑塊數量和斑塊密度持續(xù)增加，最大斑塊指數波動增加，表明雖然4個時期灘地面積不斷增加，但受人類活動影響嚴重，景觀破碎化程度增加；2000—2016年庫塘的斑塊數量和斑塊密度波動增加，最大斑塊指數波動增加，表明隨著人們對養(yǎng)殖魚類需求的增加，庫塘面積急劇增加，且更加分散，景觀破碎化明顯；水稻田的斑塊數量和斑塊密度波動增加，最大斑塊指數先增加，2016年又減少，整體呈縮小趨勢，說明人類活動對其影響顯著。湖泊、河流、灘地和庫塘的斑塊面積占比在2000—2011年小幅波動，但2016年快速增加，整體呈增加趨勢，表明除了人類活動，自然降水對濕地的影響也十分顯著，降水量增加，則水域面積增加；水稻田的斑塊面積占比波動減少。

圖2 4個時期武漢市各土地利用類型的斑塊屬性

2.4 驅動因素

2.4.1 氣候因素

氣候條件對濕地景觀的影響主要表現在氣溫和降水兩個方面。由圖3可知，相較于2000年，2005年武漢市的年均氣溫升高而年均降水量減少，導致2005年的湖泊和河流濕地面積減少，天然濕地面積減少；雖然2011年武漢市年均氣溫是研究時段內的最低值，但其降水量在1 000 mm以下，且2005—2011年武漢市的年均降水量相對較低，導致武漢市湖泊和河流濕地面積繼續(xù)減少；2016年武漢市遭遇強降水，年均降水量達到研究時段內的最高值，同時年均氣溫下降，使得武漢市湖泊和河流濕地面積增加，天然濕地面積顯著增加。由2000—2016年武漢市氣溫和降水數據可知（圖3～5），武漢市的年均氣溫呈逐年下降趨勢，而年均降水量呈逐年上升趨勢；較低的氣溫減少了地面蒸發(fā)，而較高的降水量增加了該地區(qū)的蓄水量，導致武漢市的氣候趨于寒冷潮濕，在自然因素的影響下，武漢市的濕地面積呈增加趨勢；同時，濕地面積的增加促進了溫度的下降，由于濕地調節(jié)溫度的“冷濕效應”增強，溫度下降與濕地面積增加的效果相互促進。因此，氣候的冷濕趨勢是武漢市濕地景觀格局發(fā)生變化的主要原因之一。

圖3 2000—2016年武漢市年均降水量和年均氣溫

2.4.2 人類活動

人類活動強度用于表示人類經濟社會活動對一定地域自然綜合體的作用和影響程度[17]。本文選取建設用地作為人類活動強度計算的主要因素，2016年武漢市建設用地面積占武漢市總面積的16.75%，其中武漢市中心城區(qū)建設用地面積占比最大，為5.12%。通過計算得到武漢市4個時期的建設用地當量面積和人類活動強度，如圖6所示，可以看出，2000—2016年武漢市建設用地當量面積逐漸增加，由1 690.32 km2增加到2 543.83 km2，17 a間年均增長量為50.21 km2，以2011年為界，前期年均增長量為30.02 km2，后期為82.21 km2；2000年人類活動強度為19.74%，2016年人類活動強度為29.69%，17 a間增長了9.95個百分點，前期年均增長幅度為0.35個百分點，后期為0.96個百分點；武漢市建設用地當量面積和人類活動強度在前期增長相對緩慢，但由于人們的保護意識相對薄弱，對濕地資源進行開發(fā)利用，2000—2011年天然濕地面積逐漸減少，湖泊濕地面積減少了31.65 km2，河流濕地面積減少了75.86 km2，而人工濕地面積整體呈增加趨勢；2011年以后建設用地當量面積和人類活動強度增長速度加快，但2011年武漢市自然資源和規(guī)劃局制定了《武漢市總體規(guī)劃2010—2020年》和《武漢市土地利用總體規(guī)劃》，保護和修復了武漢市獨特的濕地資源，武漢市濕地得到恢復，天然濕地面積增加。

圖4 2000—2016年武漢市年均降水量和趨勢線

圖5 2000—2016年武漢市年均氣溫和趨勢線

圖6 2000—2016年武漢市建設用地當量面積和人類活動強度變化

武漢市各時期各地區(qū)建設用地人為干擾度如表5所示，可以看出，武漢市各地區(qū)單元人類活動強度變化差異顯著，中心城區(qū)和東西湖區(qū)增長幅度較大，與2000年相比，2016年的增長幅度分別達到14.31%和19.62%，其他地區(qū)相對較小，但總體增長幅度較大；2000—2011年由于人類活動影響，中心城區(qū)湖泊濕地面積由76.95 km2減少至60.45 km2，河流濕地面積由97.47 km2減少至80.51 km2，人工濕地面積增加；2011年以后武漢市在開發(fā)利用的過程中注重濕地資源保護和修復，中心城區(qū)湖泊和河流濕地面積增加，增幅最小的新洲區(qū)，也達到了5.46%，其余地區(qū)增幅均超過了9.14%。各地區(qū)單元之間人類活動強度差異明顯，總體差異呈上升趨勢。武漢市各地區(qū)人類活動強度不斷增大，說明由于經濟的發(fā)展和人口的不斷增加，武漢市各地區(qū)受人類活動的影響較大。

表5 武漢市各時期各地區(qū)建設用地人為干擾度/%

3 結語

1）武漢市4個時期天然濕地面積先減后增，2000—2011年武漢市天然濕地面積減少，其中湖泊濕地面積由510.53 km2減少至478.88 km2，河流濕地面積由276.14 km2減少至200.28 km2，灘地濕地面積不斷增加；2011—2016年天然濕地面積增加至1 158.03 km2，湖泊濕地和河流濕地分別增加了263.5 km2和147.85 km2，灘地濕地面積由2000年的16.75 km2增加至2016年的67.52 km2；人工濕地面積先增后減，其中庫塘濕地面積持續(xù)增加，由2000年的69.37 km2增加至2016年的212.76 km2，水稻田濕地面積波動變化，整體上面積減少。

2）隨著城市的發(fā)展和用地面積的增加，武漢市的斑塊數量顯著增加，景觀破碎化程度加?。蛔畲蟀邏K指數在2005年達到峰值，隨后不斷減少，武漢市的優(yōu)勢斑塊數量減少；香農均勻度指數波動增加，武漢市整體景觀類型向多樣化發(fā)展。天然濕地景觀破碎度先增后減，土地利用不規(guī)則化明顯，庫塘濕地面積急劇增加，分散化明顯，景觀破碎化加劇。

3）武漢市氣候條件變冷趨濕，濕地“冷濕效應”增強，為濕地保護和修復增加了強有力的自然因素。建設用地當量面積逐年增加，2011—2016年增加幅度最大，2016年達到2 543.83 km2，同時，人類活動強度也大幅增加，年均增長幅度為0.59個百分點；武漢市中心城區(qū)和東西湖區(qū)人類活動強度增幅最大，各地區(qū)單元人類活動差異明顯，但人類活動強度均在增加，武漢市的經濟增長、人口增加導致用地擴張、人類活動影響增大。濕地是城市的重要自然資源，武漢市應制定濕地保護與恢復規(guī)劃，構建武漢市濕地發(fā)展的生態(tài)保護圈，充分利用濕地資源。