成 遣，陳福江,王鐵良,郭成久

（沈陽農業(yè)大學水利學院，沈陽 110161）

景觀格局的變化對生態(tài)過程產生影響，而生態(tài)過程又影響著生態(tài)功能的發(fā)揮。研究景觀格局、生態(tài)過程和生態(tài)功能的相互作用有利于有效管理生態(tài)資源。除此之外，在生態(tài)系統(tǒng)內部通過調整和優(yōu)化各種景觀類型的空間和數量分布，可以提升生態(tài)功能和生態(tài)過程，實現景觀生態(tài)效益的最大化[1-3]。

近年來，景觀格局優(yōu)化研究使用的優(yōu)化模型越來越多樣化，這取決于研究視角和研究區(qū)域的時空尺度[4]。一些學者應用整體規(guī)劃方法和灰色規(guī)劃理論實現了對不同景觀模式的優(yōu)化研究，結果證明了上述研究方法的有效性。但是，由于上述傳統(tǒng)生態(tài)過程模擬方法難以對景觀格局的多目標要求進行優(yōu)化，在實際應用中不能完全滿足景觀規(guī)劃和生態(tài)建設的具體要求，導致最終不能用這些方法來系統(tǒng)地解決區(qū)域生態(tài)環(huán)境問題。隨著計算機技術和3S 技術的不斷發(fā)展，空間模型已經成為當前景觀格局優(yōu)化的主要研究方法。在空間模型中，馬爾可夫模型、細胞自動機（CA）模型和最小累積阻力（MCR）模型應用最為廣泛[5-7]。目前的研究大多是CA 模型和Markov 模型，用于改進土地利用類型的優(yōu)化分析，這些模型沒有反映各種生態(tài)系統(tǒng)服務功能的生態(tài)過程的影響。與以上模型不同，MCR 模型是通過生態(tài)過程克服景觀阻力機制來實現的，從而有效地表現了景觀的空間分布模式與生態(tài)過程之間的關系。該模型可以實現數量結構和空間格局的優(yōu)化提升，結合連通性指數檢驗優(yōu)化成果[8-9]。國內已有學者將該方法應用于濕地景觀格局優(yōu)化研究，但由于使用MCR模型優(yōu)化景觀時只考慮了連通性的影響，忽略了其他環(huán)境因素的影響，造成優(yōu)化成果與現實情況存在偏差[10]。

盤錦濕地是我國典型的濱海濕地，是遼河三角洲的重要組成部分，具有重要的科研價值和經濟價值，受到越來越多學者的關注并進行深入研究。他們的研究成果包括濕地的時空監(jiān)測、濕地生態(tài)適宜性評價、濕地景觀格局演變分析、濕地生態(tài)功能和濕地生態(tài)環(huán)境[11-15]。上述研究成果為盤錦濕地的保護、恢復和規(guī)劃提供了豐富的科學依據。然而，關于盤錦濕地景觀格局的優(yōu)化研究的文獻卻鮮有報道。為實現濕地資源的優(yōu)化配置和提升其生態(tài)功能，本研究以盤錦濕地為研究對象，采用MCR模型，選擇影響景觀變化的主導驅動因素作為關鍵影響因素，綜合考慮生態(tài)功能、地形特征和景觀格局等多種因素影響，建立了適合盤錦濕地生態(tài)環(huán)境和景觀演變特點的優(yōu)化方法。

1 材料與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

盤錦濕地是典型的濱海濕地，位于遼河三角洲的中心地帶，地理位置位于東經121°30'～122°31'，北緯40°45'～41°27'之間，總面積為39.205×104hm2，年平均降水量為622.3 mm，平均蒸發(fā)量為1669.5 mm，年平均日照時間為2 917.5 h。盤錦濕地內有白鸛、黑鸛、白尾海雕、白天鵝和丹頂鶴等珍稀水禽，是我國重要的水禽棲息地。圖1為盤錦濕地地理位置分布圖。

圖1 盤錦濕地位置分布圖Figure 1 Panjin wetland distribution map

1.2 數據采集和預處理

盤錦濕地的遙感影像數據主要是由UCGS 網站提供的1989年和1999年（Landsat 7 ETM+）以及2009年和2020年（Landsat 8 OLI）的衛(wèi)星遙感影像，分辨率為30 m。為提高解釋的準確性，在ErdasImagine10 平臺上對遙感圖像進行了圖像校正和鑲嵌處理。本研究參考以往學者的現有研究成果，將盤錦濕地景觀分為旱地、河流、居民地、蘆葦、水田、灘涂和養(yǎng)殖池塘7 種類型[16-18]。比對目視解譯與監(jiān)督分類的結果，采用總體精度和Kappa系數影像的分類精度進行評定（表1）。結果表明解譯成果滿足精度要求。圖2 為1989，1999，2009，2020 年盤錦市濕地景觀類型分布圖。

表1 遙感影像分類精度Table 1 Accuracy of remote sensing image classification

圖2 1989，1999，2009，2020年盤錦濕地景觀類型分布Figure 2 Distribution of landscape types in Panjin wetland in 1989, 1999, 2009 and 2020

1.3 生態(tài)服務價值估算方法

根據盤錦濕地的生態(tài)特征和社會經濟特征，參照MA（millennium ecosystem assessment，2005）將生態(tài)系統(tǒng)服務分為供給服務、調節(jié)服務、文化服務和支持服務。最終的評估體系有8 個評價指標，包括物質生產功能、氣候調節(jié)功能、水質凈化功能、海岸保護功能、生物多樣性維護功能、旅游休閑功能、教育研究功能和歷史文化功能。評價方法包括市場價值法、影子工程法、碳稅法、替代法、專家評估法、生態(tài)價值法、成本支出法和條件價值法[19-20]。

1.3.1 市場價值法 市場價值法一般適用于有市場價值物品的估算，以提供的產品和服務的市場價格為依據。其計算方法為：

式中：V為產品價值；Yi為第i類產品數量；Pi為第i類產品價格。

1.3.2 碳稅法 碳稅法是指物質產量換成植物固定CO2和釋放O2的量。根據國際上和我國對CO2排放的收費情況，估算出固定CO2和釋放O2的經濟價值。其計算方法為：

1.3.3 替代法 替代法基本原理是能替代所開發(fā)項目造成的損失的費用。

1.3.4 專家評估法 專家評估法是廣泛邀請相關領域的專家積極參加預測，最大程度地發(fā)揮專家集體效應，以取得最優(yōu)結果。

1.3.5 生態(tài)價值法 生態(tài)價值法是以人們對生態(tài)功能的支付和物種自身價值來估算其生態(tài)經濟價值的方法。

1.3.6 費用支出法 費用支出法是從消費者角度出發(fā)評價生態(tài)環(huán)境效益的方法。一般考量人們對環(huán)境效益的支出價值。

1.3.7 條件價值法 條件價值法是對類似生態(tài)環(huán)境這種無形效益的評估方法。一般采用問卷的方式來了解人們的支付意愿，并估算其經濟價值。

1.4 MCR模型

MCR 模型主要是描述物質或能量在流動過程中需要克服的阻力。該模型能很好的描述生態(tài)源在空間上的運動狀態(tài)。其基本公式為[21-25]：

式中：MCR為物質和能量流動的最小累積阻力；f為函數代表景觀模式下某一地點的阻力；Dij是生態(tài)源j與某一景觀的距離，是生態(tài)源j與景觀單元i的距離；Ri是景觀單元i的阻力值。

1.5 連接性指標

連通性可以很好地表達一個景觀的生態(tài)功能的強度。良好的連通性有助于景觀的生態(tài)功能。連通性的兩個重要指標是整體連通性指數（IIC）和可能連通性指數（PC）。通常用于計算關鍵點的重要性值（dI），其計算公式為[26-30]：

式中：I為所有關鍵點值；Ir為某一關鍵點消失后的剩余關鍵點值。

1.6 地形位指數

地形位指數可以很好的描述景觀格局與坡度和高程之間的相互作用，其計算公式為：

式中：T是地形位指數；E和是任意一點的高程和區(qū)域平均高程；S和是任意一點的坡度和區(qū)域平均坡度。

分布指數可以消除由面積差異引起的量綱影響，計算公式為：

式中：P是分布指數；e是地形因子；Sie是在地形因子e下的第i類景觀面積；Si是第i類景觀面積；Se是區(qū)域地形因子e下的景觀總面積；S是區(qū)域總面積。

2 結果與分析

2.1 濕地景觀類型面積變化

由表2 可知，1989-2020 年，自然濕地景觀面積呈縮小趨勢，從1989 年的140 984.106 hm2減少到2020 年的100 538.401 hm2，其中減少最多的是灘涂，減少15 352.381 hm2；人工濕地景觀面積呈增加趨勢，從1989 年的181 405.400 hm2增加到2020年的215 847.761 hm2，其中增加最多的是水田，增加30 462.861 hm2；非濕地景觀面積略有增加，增加6 003.36 hm2。雖然旱地面積減少，但居住用地面積迅速擴大，增加19 929.572 hm2?？偟膩碚f，水田、養(yǎng)殖塘和居民地面積的增加，反映了水田、養(yǎng)殖塘和居民地的數量增加，也反映了人類活動的頻率和強度的增加。

表2 1989-2020年盤錦市濕地景觀類型面積的變化Table 2 Changes in the area of landscape types in Panjin wetland from 1989-2020

2.2 生態(tài)功能價值估算

2.2.1 物質生產功能 該功能用市場價值法進行評估。盤錦市全年糧食產量109.9×104t，其中水稻產量95.6×104t。按照當年水稻價格4 660 元·t-1計算，水稻價值量為45.75×108元。根據遙感解譯蘆葦沼澤面積為70 989.33 hm2，蘆葦產量為6 000～7 500 kg·hm-2。盤錦濕地水源充分，蘆葦長勢良好，因此取7 500 kg·hm-2，以400元·t-1的市場價格計算，每年的蘆葦產值為2.01×108元。2020 年保護區(qū)水產品產量達30.6×104t，總價值為54.54×108元。各部分求和可得出盤錦濕地的物質生產功能的總價值為102.31×108元。

2.2.2 氣候調節(jié)功能 該功能采用碳稅法進行評估。蘆葦產量為53 9091 t，得到盤錦濕地植物總固C 量為87.87×104t，釋放O2量為64.69×104t。參考我國的造林成本和國際碳稅標準，采用兩者的平均值627元·t-1作為估算數據，估算出固C 的價值為5.51×108元，按制氧400 元·t-1，釋放O2價值為2.59×108元。由此得出氣候調節(jié)功能的總價值為8.1×108元。

2.2.3 凈化水質功能 采用替代法進行評估。盤錦濕地作為盤錦市重要水源地，其水質直接關系當地人民的健康及未來工農業(yè)生產發(fā)展水平。盤錦市年平均工業(yè)排放污水量約1 531.23×104t。按處理費用0.6 元·t-1計算，得出凈化水質功能的總價值為0.09×108元。

2.2.4 護岸功能 該功能采用專家法進行評估。抵御風暴洪水的成本價值為60 197～211 936元·hm-2，由于研究區(qū)內風暴出現的頻率低，所以采用其最低值，結合灘涂的景觀面積，估算出生態(tài)系統(tǒng)護岸價值為9.01×108元。

2.2.5 維持生物多樣性功能 該功能采用生態(tài)價值法評估。我國每年自然保護區(qū)投入費用約為350元·km-2，盤錦濕地總面積為392 100 hm2，由此得到盤錦濕地的維持生物多樣性價值為1.47×108元。

2.2.6 旅游休閑功能 該功能采用費用支出法評估。2020 年遼寧省單位面積旅游效益223.1 元·hm-2，盤錦濕地面積為392 100 hm2，得出旅游休閑功能價值為0.88×108元。

2.2.7 科研服務功能 該功能采用專家評估法評估。公式為：

式中：Vt是科研服務價值；P是投入的單位面積研究經費；S為保護區(qū)面積。結合我國（382元·hm-2）和國際生態(tài)系統(tǒng)的科研投入值（6 888 元·hm-2），取兩者的平均值3 635 元·hm-2作為估算依據，得到科研服務功能價值為14.23×108元[31]。

2.2.8 歷史文化功能 該功能采用條件價值法評估。通過調查人們的支付意愿推算歷史文化功能價值。本研究采用崔麗娟等[32]對扎龍濕地非使用價值的研究，以支付意愿（WTP）40.00元和城鎮(zhèn)職工12 336萬人進行計算，得到歷史文化功能價值為49.35×108元。

2.2.9 生態(tài)功能總價值 由表3可知，通過功能價值法估算出的盤錦濕地的生態(tài)功能總價值為185.44×108元。其中，物質生產功能價值最大，價值為102.31×108元，其次是歷史文化功能，價值為49.35×108元。物質生產功能和歷史文化功能是該區(qū)域的主導生態(tài)功能。

表3 盤錦濕地生態(tài)系統(tǒng)服務價值Table 3 Value of ecosystem services in Panjin wetland

從以上估算結果可以看出，盤錦濕地的生態(tài)功能價值并不限于物質生產價值。在濕地開發(fā)利用過程中，不應忽視濕地的文化和社會價值，以避免過度追求經濟利益。

2.3 不同景觀在地形位級別上的分布

由圖3可知，在1989-2020年期間，不同景觀類型在地形位上的分布及其變化規(guī)律不相同。旱地的優(yōu)勢位集中在第8 級別上，1～7 級別上有較平穩(wěn)的過渡，第9 級別以后地形位分布指數逐漸下降。河流的優(yōu)勢位集中在第1級別上，隨后在1989，1999，2020年呈現急劇下降，然后在3～9級別上又緩步上升的趨勢。居民地的優(yōu)勢地形位在2020 年集中在第1 級別上，而1989，1999，2020 年則集中在第2 級別上，隨后在各自年份呈現出平穩(wěn)下降的趨勢。蘆葦的地形位指數分布大體與居民地類似，1989～2020 年間的優(yōu)勢地形位都集中在第2 級別，隨后在3～10級別上平穩(wěn)下降。養(yǎng)殖場的優(yōu)勢地形位出現在第10級別，而且在1～8級別上較為平穩(wěn)過度，而在9～10地形位上出現了急劇上漲，尤其是1999年的地形位指數出現峰值。灘涂的地形位呈現出與養(yǎng)殖場類似的情況。水田的地形位曲線在1989-2020年期間較為平滑，在1～3級別上緩步上升，4～10級別上緩步下降。總體來看，低地形位區(qū)主要分布著水田、居民地、蘆葦，中地形位區(qū)主要分布著河流和灘涂，而養(yǎng)殖場的地形位呈現分布不均勻的特征。

圖3 研究區(qū)各景觀類型在地形位指數梯度上的分布Figure 3 Distribution of the landscape type on a topographic position index gradient

2.4 生態(tài)功能的空間分布

以盤錦濕地的生態(tài)功能價值為基礎，得到各景觀類型的生態(tài)功能值（表4），將各景觀類型的生態(tài)功能值制成空間網格，網格大小設定為100 m×100 m，得到盤錦濕地生態(tài)功能強度的空間分布圖（圖4）。生態(tài)功能強度越高，生態(tài)流的阻力越小，景觀間的能量傳遞越容易。相反，生態(tài)功能強度越低，生態(tài)流的阻力就越大。

由圖2 和圖4 可知，景觀生態(tài)功能強度的分布圖來看，蘆葦、河流和灘涂景觀附近的生態(tài)功能強度最高。西南部的旱地、水田和養(yǎng)殖塘附近的生態(tài)功能強度相對較低。這一結果是由以下原因造成的。首先，近年來城市的不斷擴張導致大面積農田被侵占，農田在空間上被分割，景觀被嚴重割裂。其次，在經濟利益的驅動下，一些灘涂資源被開發(fā)為養(yǎng)殖塘，常年受到人為干擾，導致景觀穩(wěn)定性低，生態(tài)功能弱。因此，可以看出盤錦濕地景觀的生態(tài)功能強度的空間變異性很大。

2.5 生態(tài)源地、生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點的構建

根據源匯理論和結合優(yōu)勢地形位，從單位面積服務價值高的蘆葦、河流和灘涂中提取生態(tài)源，但考慮到生態(tài)源地的結構、數量和空間地形分布，最終選擇核心斑塊大于100 hm2的蘆葦和盤錦濕地區(qū)域中心區(qū)的河流和灘涂作為生態(tài)源地(圖5a)。這些生態(tài)源地對控制和促進區(qū)域生態(tài)功能的穩(wěn)定發(fā)揮著重要作用。因此，應加強這些地區(qū)的生態(tài)環(huán)境保護，并在生態(tài)源地周圍建立50～100 m的緩沖帶，以提高景觀的生態(tài)功能。

由圖5b 可知，景觀阻力自西向東逐漸遞增。其中，旱地和居民地這種非濕地景觀類型對生態(tài)源地斑塊的運行阻力較大，而作為生態(tài)源地的景觀的阻力最低。從用于確定景觀功能流運行的最小耗損強度的景觀阻力耗損面，可以得到景觀生態(tài)廊道的空間位置（圖5c）。生態(tài)節(jié)點一般與相鄰的生態(tài)源相連，并且往往分布在生態(tài)廊道中生態(tài)功能最弱的區(qū)域。在本研究中，盤錦濕地的生態(tài)節(jié)點位于最大和最小耗損路徑的交匯處，以及最大或最小耗損路徑的不連續(xù)處（圖5c）。

2.6 景觀生態(tài)功能關鍵區(qū)域的優(yōu)化效果分析

在盤錦濕地確定了生態(tài)源附近的關鍵節(jié)點和不同景觀生態(tài)源。分布圖中西北部的蘆葦旱地與水田交界處和西南部的灘涂與養(yǎng)殖池交界處，由于常年受到人為干擾，景觀破碎化程度相對較高，是景觀優(yōu)化的關鍵區(qū)域，對景觀連通性影響最大（圖6）。因此，生態(tài)廊道的分布生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點的分布密度在上述地點最高。

圖6 生態(tài)節(jié)點整體連通性和可能連通性Figure 6 Overall connectivity and potential connectivity of ecological nodes

2.7 景觀優(yōu)化分區(qū)

本研究綜合考慮景觀生態(tài)功能強度、生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點空間分布并結合《盤錦市國土空間總體規(guī)劃（2021-2035）》中“一軸一帶兩翼五城多點”的城市規(guī)劃理念來確定盤錦濕地的景觀優(yōu)化分區(qū)。建設性地將盤錦濕地景觀格局劃分為維護區(qū)、恢復區(qū)、強化區(qū)和保護區(qū)。保護區(qū)主要分布在蘆葦、河流和灘涂周圍，是生態(tài)保護的核心區(qū)域（圖7）。保護區(qū)內的濕地資源，建立緩沖區(qū)，可以為水禽提供生態(tài)棲息地，并實施保護措施，避免人為干擾。強化區(qū)是許多重要生態(tài)節(jié)點的分布區(qū)，建議提高該區(qū)域的植被覆蓋率和多樣性?；謴蛥^(qū)主要分布在大部分旱地和水田區(qū)域，破碎化程度較高，人為干擾破壞較為嚴重，自然生態(tài)廊道不是很發(fā)達，建議在該地區(qū)加強農田生態(tài)網絡建設，將農田、道路、緩沖區(qū)結合起來，形成多層次的生態(tài)網絡結構。維護區(qū)主要分布在旱地和居民地景觀分布區(qū)的東部，屬于邊緣區(qū)，建議加強邊緣區(qū)的多樣性和鑲嵌性。由于部分生態(tài)維護區(qū)位于中部區(qū)域的主干道上，存在部分景觀被切割，降低了景觀之間的連通性。為解決這一問題，建議在主干道兩側修建綠化帶，提高景觀之間的連通性。

圖7 盤錦濕地景觀優(yōu)化分區(qū)Figure 7 Optimized zoning of the Panjin wetland landscape

3 討論與結論

由于城市化進程的加快，對盤錦濕地的人為干擾不斷加劇，造成景觀結構和格局的明顯變化。從景觀面積變化和結構變化來看，1989-2020年，自然濕地面積逐年減少，而人工濕地面積逐年增加。蘆葦、灘涂和河流景觀分別減少15 789.123，15 352.381，9 304.201 hm2；而養(yǎng)殖塘和水田景觀面積分別增加30 462.861 hm2和3 979.484 hm2。從景觀結構變化來看，隨著盤錦濕地自然濕地的逐漸減少，景觀結構發(fā)生明顯變化，影響了濕地景觀間的連通性，引發(fā)濕地景觀的生態(tài)過程和生態(tài)功能的變化。從盤錦濕地的生態(tài)功能價值來看，物質生產功能和歷史文化功能是最主要的生態(tài)功能，在生態(tài)功能中發(fā)揮主導作用，說明盤錦濕地不僅具有經濟價值，還具有較高的文化價值和社會價值。從景觀生態(tài)功能值的空間分布來看，盤錦濕地景觀的生態(tài)功能強度的空間變異性大，自然濕地景觀附近，尤其是西部的蘆葦和南部的河流的生態(tài)功能值最高，而人為干擾頻繁的景觀類型附近，如旱地、水田和養(yǎng)殖塘的生態(tài)功能值較低。從景觀優(yōu)化分區(qū)來看，景觀生態(tài)保護區(qū)主要分布于蘆葦、河流及灘涂周圍，是生態(tài)保護的核心區(qū)域。景觀生態(tài)強化區(qū)分布著許多重要生態(tài)節(jié)點，應盡可能增加節(jié)點附近的生境的多樣性并提高植被覆蓋度。景觀生態(tài)恢復區(qū)主要分布于絕大多數的水田、旱地區(qū)域，破碎化程度高，受到人為干擾破壞比較嚴重。景觀生態(tài)維持區(qū)主要分布于東部的旱地與居民地景觀分布區(qū)，屬于邊緣地帶，應強化邊緣地帶的多樣性和鑲嵌性。

本研究在進行景觀格局優(yōu)化過程中綜合考慮了地形特征、生態(tài)系統(tǒng)自身功能和景觀格局特征等影響，使得評價結果更接近真實情況，避免了只考慮連通性而造成評價結果的偏差，但在估算生態(tài)功能值時，由于選擇的方法不同，結果也會存在差異。此外，景觀格局的形成和發(fā)展是自然和人文因素共同作用的結果，并受到社會和經濟政策的影響，因此，在濕地景觀格局優(yōu)化過程中，需要根據實際情況進行調整。