徐 薇，丁晨根，莊允輔，劉紅玉，李玉鳳，邱春琦，周 永

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

受海陸的共同作用，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)極為脆弱和敏感，其景觀格局復(fù)雜、易變[1]。多年來，人類活動(dòng)對(duì)濱海濕地的開發(fā)利用強(qiáng)度不斷增強(qiáng)，導(dǎo)致濱海濕地景觀格局和生態(tài)環(huán)境發(fā)生明顯變化[2]。鹽城濕地是典型淤泥質(zhì)海岸濕地，其在維護(hù)生態(tài)平衡和促進(jìn)區(qū)域可持續(xù)發(fā)展方面發(fā)揮重要作用[3]。近年來，受到人口增加和經(jīng)濟(jì)增長(zhǎng)的雙重影響，鹽城濕地的景觀結(jié)構(gòu)與格局發(fā)生了很大變化，其生態(tài)系統(tǒng)功能嚴(yán)重退化[4]。

遙感和地理信息系統(tǒng)技術(shù)已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于鹽城濕地的景觀動(dòng)態(tài)研究中[5]。研究表明，鹽城濕地中的自然濕地面積在不斷減少，景觀逐漸破碎化；人工濕地和非濕地面積不斷增大，形成聚集性格局[6-10]。圍墾與土地開發(fā)利用是鹽城濕地景觀格局變化的主要驅(qū)動(dòng)因素[9,11]。鹽城濕地獨(dú)特的水文和水動(dòng)力條件塑造了潮灘的基本地貌格局，水文和地貌條件的差異也決定了鹽城濕地景觀格局的空間異質(zhì)性特征。大多數(shù)研究是在較大空間尺度上揭示濱海濕地的景觀演變規(guī)律[5]，而從濱海濕地形成特征角度，辨識(shí)自然條件和人類活動(dòng)影響下鹽城濕地內(nèi)部景觀演變差異的研究尚不多見。

本研究以江蘇省鹽城市的射陽河至梁垛河段濕地作為研究對(duì)象，利用1987年至2021年期間的7 期Landat 遙感影像作為數(shù)據(jù)源，根據(jù)影響濕地形成和演變的水文地貌因素，將射陽河至梁垛河段濕地劃分為河口區(qū)和潮間帶區(qū)，研究河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀結(jié)構(gòu)和格局的形成與變化特征，以期為鹽城濕地的保護(hù)與合理利用和保障鹽城濕地的健康發(fā)展提供參考依據(jù)。

1 數(shù)據(jù)和方法

1.1 研究區(qū)

鹽城濕地(32°34′N 至34°28′N，119°27′E 至121°16′E)位于江蘇省中部的沿海地區(qū)，由鹽城市的東臺(tái)市、大豐區(qū)、射陽縣、濱?？h和響水縣的沿海灘涂組成，鹽城濕地的總面積為76.97×104hm2，擁有582 km 長(zhǎng)的海岸線。鹽城濕地是淤泥質(zhì)海岸濕地。

本研究以鹽城濕地中的射陽河至梁垛河段濕地作為研究區(qū)(圖1)，該濕地是典型的淤長(zhǎng)型海岸帶濕地。研究區(qū)的面積為2 004.05 km2。研究區(qū)東起1982 年的黃海水域的5 m 等水深線，南至弶港的梁垛河，西至1982年老海堤，北至射陽河。

圖1 研究區(qū)及其中的河口區(qū)和潮間帶區(qū)分布示意圖Fig.1 The distribution map of the study area and its estuary and intertidal zones

鹽城濕地地處北亞熱帶向暖溫帶的過渡地帶，海洋性季風(fēng)氣候特征明顯，年平均氣溫介于13.7～14.8 ℃之間，年降水量為900～1 060 mm。由于黃河北歸，河水?dāng)y帶的泥沙量驟減，因此鹽城濕地在空間上呈現(xiàn)出南淤北蝕的格局，并且射陽河以南區(qū)域仍以100～200 m/a 的速度，不斷向海洋方向淤長(zhǎng)，形成新的灘涂[12]。

1.2 數(shù) 據(jù)

利用了1987 年、1992 年、1998 年、2002 年、2007 年、2011 年和2021 年每年各兩期的Landsat 5/Landsat 7/Landat 8 遙感影像數(shù)據(jù)(表1)，這些影像的分辨率都為30 m，軌道號(hào)都為119/037，都下載自地理空間數(shù)據(jù)云網(wǎng)站(http://www.gscloud.cn/)。

表1 所利用的遙感影像數(shù)據(jù)的成像日期Table 1 The imaging date of the remote sensing image data used

為了準(zhǔn)確獲取研究區(qū)地物的解譯標(biāo)志，2021年9月28日至30日，在研究區(qū)中，獲取了150個(gè)野外調(diào)查點(diǎn)的數(shù)據(jù)，用于建立地物的解譯標(biāo)志和分類精度驗(yàn)證。

利用ENVI 5.3 軟件，對(duì)所利用的遙感影像進(jìn)行輻射定標(biāo)和大氣校正等預(yù)處理。采用近鄰相似相元插補(bǔ)法，修補(bǔ)ETM 影像中缺失的條帶數(shù)據(jù)。以2021 年的影像解譯結(jié)果作為底圖，建立統(tǒng)一的分類規(guī)則，用于解譯其他年份的影像。參考谷歌影像、野外調(diào)查點(diǎn)分類結(jié)果和文獻(xiàn)資料，在遙感影像中隨機(jī)選取735個(gè)驗(yàn)證點(diǎn)，保證每種景觀類型都至少選取40 個(gè)驗(yàn)證點(diǎn)。利用混淆矩陣，進(jìn)行分類精度驗(yàn)證。7 個(gè)時(shí)期影像分類結(jié)果的平均精度為85.1%，驗(yàn)證結(jié)果良好，可以滿足空間分析的要求。

1.3 方 法

1.3.1 研究區(qū)的水文地貌區(qū)

在研究區(qū)中，有6 條入海河流，其分別為射陽河、新洋港、斗龍港、王港、川東港和梁垛河。依據(jù)水文地貌分類的方法[13]，以海岸濕地是否受到入海河流的影響為基本原則，利用1980 年鹽城淤泥質(zhì)海岸濕地的數(shù)據(jù)和資料，將研究區(qū)劃分為河口區(qū)和潮間帶區(qū)。

根據(jù)河岸緩沖帶濕地中植物的實(shí)際分布情況，確定河口區(qū)的范圍。由于河口區(qū)是入海河流影響區(qū)域，通常分布著以蘆葦(Phragmites australis)為優(yōu)勢(shì)物種的植物群落，因此可以將植物群落的分布范圍確定為河口區(qū)河岸緩沖帶的范圍，并且將植物群落區(qū)的外邊界線向海洋方向延伸；河口區(qū)之間的區(qū)域則為潮間帶區(qū)。最終，將研究區(qū)劃分為6個(gè)河口區(qū)和6個(gè)潮間帶區(qū)(見圖1)。

研究區(qū)的河口區(qū)包括射陽河河口區(qū)、新洋港河口區(qū)、斗龍港河口區(qū)、王港河口區(qū)、川東港河口區(qū)和梁垛河河口區(qū)。研究區(qū)的潮間帶區(qū)包括射陽河—新洋港潮間帶區(qū)、新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)、斗龍港—王港潮間帶區(qū)、王港—川東港潮間帶區(qū)、川東港—梁垛河潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)。

1.3.2 研究區(qū)的地物類型

將研究區(qū)的地物類型劃分為自然濕地、人工濕地和非濕地3 大類，以及光灘(淤泥質(zhì)粉砂灘和泥粉砂混合灘)、米草沼澤[包括互花米草(Spartina alterniflora)沼澤和大米草(Spartina anglica)沼澤]、堿蓬(Suaeda glauca)沼澤、蘆葦沼澤、草灘[植物以白茅(Imperata cylindrica) 和獐毛(Aeluropus sinensis)等為主]、水域(河流和水深小于5 m 的淺水海域)、養(yǎng)殖塘(用于水產(chǎn)養(yǎng)殖的池塘)、水田和建設(shè)用地(城鎮(zhèn)用地、工礦用地和港口等)9 小類[14]。其中，光灘、米草沼澤、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤、草灘和水域?yàn)樽匀粷竦?，養(yǎng)殖塘和水田為人工濕地，建設(shè)用地為非濕地。

1.3.3 地物遙感分類方法

采用監(jiān)督分類與非監(jiān)督分類相結(jié)合的方法，輔以人工目視解譯方法[14]，利用eCongnition 9.0軟件，對(duì)研究區(qū)中的地物進(jìn)行解譯和遙感分類。首先，依據(jù)各類地物在標(biāo)準(zhǔn)假彩色遙感影像上的色調(diào)、形態(tài)和分布等特征，對(duì)照谷歌影像和野外實(shí)地拍攝的地物照片，建立研究區(qū)各類地物的判別標(biāo)志；然后，提取出各類地物的信息。

1.3.4 景觀指數(shù)選擇

景觀指數(shù)能夠高度濃縮景觀格局信息，反映景觀結(jié)構(gòu)和空間配置的特征[15]。在景觀水平上，選擇了斑塊密度、最大斑塊指數(shù)、蔓延度指數(shù)和香農(nóng)多樣性指數(shù)，這些景觀指數(shù)能夠反映區(qū)域景觀的結(jié)構(gòu)、組成和破碎化程度[16]。利用Fragstats 4.2軟件，計(jì)算4種景觀指數(shù)值。

2 結(jié)果與分析

2.1 研究區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

1987 年至2021 年期間的7 個(gè)時(shí)期，隨著時(shí)間的推移，研究區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯變化。1987年、1992年、1998年、2002年、2007年、2011年和2021 年，自然濕地的面積分別為1 997.4 km2、1 952.5 km2、1 789.5 km2、1 491.9 km2、1 294.9 km2、1 208.6 km2和1 113.6 km2，其分別占研究區(qū)面積的99.7%、97.4%、89.3%、74.4%、64.6%、60.3%和55.6%；人工濕地的面積分別為11.4 km2、51.7 km2、214.4 km2、511.6 km2、706.6 km2、782.3 km2和846.2 km2，其分別占研究區(qū)面積的0.6%、2.6%、10.7%、25.5%、35.3%、39.0%和42.2%。

與1987 年相比，2021 年，研究區(qū)自然濕地面積減少了43.8%，人工濕地面積增加了41.7%。

由圖2和表2可知，7個(gè)時(shí)期，光灘始終是研究區(qū)的第一景觀，但是，隨著時(shí)間的推移，光灘面積不斷減小，養(yǎng)殖塘面積逐漸增大，養(yǎng)殖塘成為研究區(qū)中僅次于光灘的第二景觀。1987 年至1998 年期間，蘆葦沼澤、堿蓬沼澤和草灘是自然濕地中位居第二、第三和第四的景觀，其在研究區(qū)中廣泛分布；1998 年之后，蘆葦沼澤面積明顯減小，堿蓬沼澤和草灘面積都不斷大幅減小，這是因?yàn)槠浔婚_墾為養(yǎng)殖塘和水田所致，堿蓬沼澤僅集中分布在新洋港河口區(qū)至斗龍港河口區(qū)之間，而米草種群成為優(yōu)勢(shì)種群，米草沼澤沿著光灘呈條帶狀分布，而且米草沼澤的面積也與蘆葦沼澤面積相當(dāng)；到2021年，草灘幾乎全部消失，米草沼澤的分布也開始分散，人工濕地連片分布。

圖2 7個(gè)時(shí)期研究區(qū)中各種景觀的分布圖Fig.2 Distribution map of various landscapes in the study area during 7 periods

2.2 河口區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)、格局及其變化

2.2.1 河口區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

與1987年相比，2021年，研究區(qū)中的6個(gè)河口區(qū)自然濕地的面積共減少了269.5 km2，人工濕地面積共增加了243.4 km2，非濕地面積共增加了26.1 km2。

1987 年，研究區(qū)中的6 個(gè)河口區(qū)的景觀類型幾乎都為自然濕地，其類型分別為光灘、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤、草灘和水域；1992年，除了川東港和梁垛河河口區(qū)以外，其他4個(gè)河口區(qū)已經(jīng)有小面積養(yǎng)殖塘分布，整體上，6 個(gè)河口區(qū)的景觀仍以自然濕地為主；隨著對(duì)自然濕地的不斷開墾和利用，1998年、2002年，6個(gè)河口區(qū)中的人工濕地面積在進(jìn)一步擴(kuò)大，河口區(qū)中出現(xiàn)了連片的養(yǎng)殖塘；2007年，河口區(qū)中的自然濕地繼續(xù)被開發(fā)為水田，水田面積大幅度增加，研究區(qū)開始了港口建設(shè)，部分自然濕地被占用，直接變?yōu)榻ㄔO(shè)用地；2011 年，建設(shè)用地面積由8.4 km2增長(zhǎng)到26.1 km2；2021年，雖然自然濕地面積大幅萎縮，但是其仍然被不斷開發(fā)，由北向南，各河口區(qū)人工濕地面積所占比例分別為40.3%、36.7%、26.2%、52.4%、45.5%和39.6%，自然濕地仍然略占優(yōu)勢(shì)。

2.2.2 河口區(qū)的景觀格局及其變化

河口區(qū)的咸水和淡水強(qiáng)度由河流徑流和海洋潮汐作用的強(qiáng)度所決定，因此，各河口區(qū)的景觀格局各異。在未開展?jié)竦貒鷫ɑ顒?dòng)之前，研究區(qū)北部3個(gè)河口區(qū)中的3條河流都是天然河流，河水為淡水，蘆葦為優(yōu)勢(shì)物種，蘆葦群落面積占自然植物面積的比例大于57%。研究區(qū)南部的3 個(gè)港口是通過人工挖掘或者大型潮溝連通溝渠演化而來，因此，其景觀格局與潮間帶區(qū)相似。

由表3 可知，1987 年、1992 年、1998 年、2002年、2007 年、2011 年和2021 年，隨著時(shí)間的推移，除了射陽河河口區(qū)的斑塊密度值不斷增大以外，其他河口區(qū)的斑塊密度值都波動(dòng)增大，說明河口區(qū)景觀的破碎化程度加大。

隨著時(shí)間的推移，斗龍港河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值呈單峰型變化，該河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值在1992 年達(dá)到峰值；梁垛河河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值呈雙峰型變化，而且該河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值都很大，說明其景觀優(yōu)勢(shì)度保持較好；其他河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減小，說明大部分河口區(qū)各種景觀逐漸趨向均勻分布，景觀格局的穩(wěn)定性下降。

隨著時(shí)間的推移，除了川東港河口區(qū)的蔓延度指數(shù)值在波動(dòng)變化以外，其他各河口區(qū)的蔓延度指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減小，說明各河口區(qū)的景觀連接性較差，尤其是射陽河河口區(qū)，不同類型斑塊的聚集程度減小，斑塊趨向分散分布。

隨著時(shí)間的推移，6個(gè)河口區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值都波動(dòng)增大，其值變化在0.8～1.8 之間，表明河口區(qū)景觀結(jié)構(gòu)和格局趨于穩(wěn)定和均衡化發(fā)展。

2.3 潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)、格局及其變化

2.3.1 潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

與1987年相比，2021年，研究區(qū)中的6個(gè)潮間帶區(qū)自然濕地的面積共減少了614.9 km2，人工濕地面積共增加了591.3 km2，非濕地面積共增加了18.2 km2。

1987 年，研究區(qū)中的6 個(gè)潮間帶區(qū)的景觀類型幾乎都為自然濕地，包括光灘、米草沼澤、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤和草灘。在北部的潮間帶區(qū)，堿蓬沼澤面積所占比例較大；在南部的潮間帶區(qū)，草灘面積所占比例較大。1992 年，部分潮間帶區(qū)已圍墾出小面積養(yǎng)殖塘和水田。1998 年，各潮間帶區(qū)都分布著人工濕地，其中，斗龍港—王港潮間帶區(qū)和王港—川東港潮間帶區(qū)中的人工濕地面積分別為96.7 km2和24.9 km2，其所占比例分別為25.0%和24.4%。2002年，各潮間帶區(qū)中的堿蓬沼澤大面積消失，人工濕地面積迅速增大，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)的景觀類型仍然以自然濕地為主以外，其他潮間帶區(qū)的景觀類型都以人工濕地為主。2007 年，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)尚存部分堿蓬沼澤以外，其余潮間帶區(qū)中的堿蓬沼澤幾乎全部喪失，米草沼澤面積也明顯減小。2011 年，南部潮間帶區(qū)開始出現(xiàn)建設(shè)用地，對(duì)自然濕地的圍墾持續(xù)向海洋方向推進(jìn)。2021年，由于濕地保護(hù)的需要，在新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)實(shí)施了退漁還濕政策，養(yǎng)殖塘向自然濕地轉(zhuǎn)變，開展了蘆葦群落的人工恢復(fù)工作；由北向南，其他各潮間帶區(qū)的人工濕地面積所占比例分別為56.6%、68.1%、54.3%、62.8%和22.3%，多數(shù)潮間帶區(qū)的人工濕地面積所占比例大于河口區(qū)，說明潮間帶區(qū)圍墾濕地的人類活動(dòng)強(qiáng)度更大、范圍更廣。

2.3.2 潮間帶區(qū)的景觀格局及其變化

1987年，在各潮間帶區(qū)，各種景觀類型呈現(xiàn)有規(guī)律的帶狀分布，由海洋向陸地方向，依次分布著光灘、堿蓬沼澤、草灘或者蘆葦沼澤(見圖2)。隨著對(duì)自然濕地圍墾強(qiáng)度的不斷加大。2002年及以后，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)以外，由海洋向陸地方向，各潮間帶區(qū)呈現(xiàn)光灘、米草沼澤、養(yǎng)殖塘或者水田依次分布的景觀格局。

由表4 可知，1987 年、1992 年、1998 年、2002年、2007 年、2011 年和2021 年，隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的斑塊密度值波動(dòng)幅度較大以外，其他各潮間帶區(qū)的斑塊密度值總體上小幅度波動(dòng)增大；2021年，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的斑塊密度值大幅度增大，這是因?yàn)樵摮遍g帶區(qū)位于保護(hù)區(qū)的核心區(qū)內(nèi)，堿蓬沼澤大面積喪失，連貫的景觀高度破碎所致。

表4 7個(gè)時(shí)期6個(gè)潮間帶區(qū)的4種景觀指數(shù)值Table 4 The values of 4 kinds of landscape indexes in 6 intertidal areas during 7 periods

隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值波動(dòng)變化且幅度較大以外，其他潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減??；梁垛河以南潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值變化在70%～90%之間，明顯大于其他潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值，這是由于在自然濕地的圍墾過程中，該潮間帶區(qū)保留的光灘面積較大所致。

隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和川東港—梁垛河潮間帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值在波動(dòng)增大以外，其他潮間帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值都在波動(dòng)變化或者波動(dòng)減?。涣憾夂右阅铣遍g帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值明顯大于其他潮間帶區(qū)，這是由于該潮間帶區(qū)景觀類型之間的連通性是所有潮間帶區(qū)中最好的所致。

隨著時(shí)間的推移，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值相對(duì)較大，這是由于其自然景觀保留較好所致；射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和斗龍港—王港潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值波動(dòng)變化；其他潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值都在波動(dòng)增大，這是由于對(duì)自然濕地的圍墾使斑塊類型增多和各類型斑塊的面積趨于均衡所致；梁垛河以南潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值明顯小于其他潮間帶區(qū)，這是因?yàn)槠渚坝^類型多樣性水平偏低所致。

2.4 研究區(qū)景觀格局變化的影響因素

2.4.1 河口區(qū)景觀格局變化的影響因素

圖3 顯示，與1987 相比，1992 年，雖然鹽城市的人口增加和地方經(jīng)濟(jì)發(fā)展速度加快，但是河口區(qū)的景觀格局主要受自然因素的影響，堿蓬沼澤退化，逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)楣鉃┖筒轂撞菡訚蓴U(kuò)張范圍較小，有14.4 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘；1995 年，鹽城市開始實(shí)施以發(fā)展江蘇省海洋經(jīng)濟(jì)為主的跨世紀(jì)區(qū)域發(fā)展戰(zhàn)略“海洋蘇東”戰(zhàn)略；1997年，“開發(fā)沿海灘涂，建設(shè)海上鹽城”戰(zhàn)略進(jìn)入了全面實(shí)施階段；與1992年相比，1998年，河口區(qū)有39.5 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘和水田，米草沼澤向光灘大幅度擴(kuò)張；與1998 年相比，2002年，河口區(qū)的景觀格局主要受人類活動(dòng)影響，在研究區(qū)南部的3個(gè)河口區(qū)，堿蓬沼澤被開發(fā)為養(yǎng)殖塘的面積最大，其次為米草沼澤、草灘，米草沼澤繼續(xù)向光灘擴(kuò)張，同時(shí)部分米草沼澤也被開發(fā)為養(yǎng)殖塘；與2002年相比，2007年，出于經(jīng)濟(jì)發(fā)展的需求，研究區(qū)擴(kuò)大了養(yǎng)殖業(yè)的生產(chǎn)規(guī)模，養(yǎng)殖塘面積繼續(xù)增大，米草沼澤繼續(xù)向海洋方向擴(kuò)張，水田面積增加了58.8 km2；與2007 年相比，2011 年，射陽河河口區(qū)和新洋港河口區(qū)的部分水田和養(yǎng)殖塘被轉(zhuǎn)變?yōu)樽匀粷竦?，在王港河口區(qū)，因港口開發(fā)占用自然濕地，使建設(shè)用地面積增加了7.6 km2，米草沼澤擴(kuò)張速度減緩；與2011年相比，2021年，隨著人類圍墾自然濕地的活動(dòng)強(qiáng)度加大，米草沼澤的擴(kuò)張勢(shì)頭受到抑制，射陽河河口區(qū)、王港河口區(qū)和梁垛河河口區(qū)的人工濕地和建設(shè)用地面積分別增加了32.0 km2和19.3 km2。

圖3 各時(shí)期之間研究區(qū)景觀類型轉(zhuǎn)變示意圖Fig.3 Schematic map of landscape type transformation in the study area between different periods

2.4.2 潮間帶區(qū)景觀格局變化的影響因素

與1987 年相比，1992 年，研究區(qū)中潮間帶區(qū)的景觀格局主要受自然因素的影響，人類活動(dòng)干擾較少，在斗龍港—王港潮間帶區(qū)，有16.1 km2的蘆葦沼澤被開墾為水田；與1992年相比，1998年，研究區(qū)中潮間帶區(qū)的景觀格局主要受人類活動(dòng)的影響，有58.6 km2的自然濕地被開墾為水田和養(yǎng)殖塘，有43.5 km2的自然濕地被米草沼澤侵占；與1998相比，2002年，養(yǎng)殖塘面積擴(kuò)大了197.4 km2，其中的56.1%是開發(fā)堿蓬沼澤而來，米草沼澤侵占了49.1 km2的光灘繼續(xù)向海洋擴(kuò)張；與2002 年相比，2007 年，養(yǎng)殖塘和水田面積進(jìn)一步擴(kuò)大，養(yǎng)殖塘與水田之間也相互轉(zhuǎn)變，米草沼澤擴(kuò)張速度減緩；與2007年相比，2011年，圍墾自然濕地的重心和米草沼澤擴(kuò)張方向南移，有63.3 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘，在位于鹽城濕地珍禽國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)的新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)，有28.1%的堿蓬沼澤轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦沼澤，堿蓬沼澤不斷喪失；2009 年，國(guó)務(wù)院通過了《江蘇省沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》，對(duì)于濱海濕地，從以開發(fā)為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐员Ｗo(hù)為主；與2011年相比，2021年，潮間帶區(qū)的退耕還濕和退漁還濕面積分別為1.9 km2和29.9 km2，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)中的大面積堿蓬沼澤轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦沼澤，由于“江蘇沿海灘涂圍墾開發(fā)利用規(guī)劃綱要”的實(shí)施，使大面積泥質(zhì)海灘被開發(fā)[17]，在川東港—梁垛河潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)，開發(fā)區(qū)邊界向泥質(zhì)海灘擴(kuò)張，此外，由于開發(fā)區(qū)阻隔了潮水，米草沼澤的擴(kuò)張得到了抑制。

3 討 論

20世紀(jì)80年代末以來，鹽城的自然濕地不斷被開發(fā)利用，使得自然濕地不斷喪失[18]。不同時(shí)期，人類活動(dòng)對(duì)鹽城濕地景觀的影響程度存在差異，這主要受區(qū)域政策和經(jīng)濟(jì)發(fā)展需求的引導(dǎo)[19]，1998年至2002年期間，由于經(jīng)濟(jì)產(chǎn)業(yè)發(fā)展轉(zhuǎn)向海洋漁業(yè)，人工養(yǎng)殖業(yè)成為鹽城市沿海地區(qū)的重點(diǎn)發(fā)展產(chǎn)業(yè)，研究區(qū)中的自然濕地被大規(guī)模開發(fā)為養(yǎng)殖塘；2002 年至2011 年期間，研究區(qū)中的養(yǎng)殖塘、水田和建設(shè)用地面積不斷增大，自然濕地的開發(fā)強(qiáng)度也不斷增大[20]；2011年至2021年期間，退耕還濕、退養(yǎng)還濕等濕地保護(hù)政策和濕地修復(fù)工程的實(shí)施，使得人類開發(fā)自然濕地的強(qiáng)度有所減弱。

鹽城射陽河至梁垛河段濕地的河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀格局變化明顯不同。河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀變化的轉(zhuǎn)折時(shí)期分別為1998年和1992年，其影響因素從以自然影響因素為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐匀祟惛蓴_因素為主。河口區(qū)中的自然濕地景觀優(yōu)勢(shì)度持續(xù)降低，景觀破碎化程度加大，斑塊分布不規(guī)則；潮間帶區(qū)中的自然濕地被高強(qiáng)度開發(fā)利用，人工濕地面積迅速增大，人工濕地成為景觀主體。在政策導(dǎo)向影響下，河口區(qū)和潮間帶區(qū)自然濕地景觀呈離散分布趨勢(shì)，其逐漸被以養(yǎng)殖塘、農(nóng)田為主的景觀所取代。此外，2007年，建設(shè)用地與其他景觀類型之間的轉(zhuǎn)化開始增加，建設(shè)用地不斷侵占河口區(qū)的自然濕地，導(dǎo)致自然濕地景觀破碎度增加。

4 結(jié) 論

1987 年至2021 年期間的7 個(gè)時(shí)期，隨著時(shí)間的推移，在射陽河至梁垛河段濕地，各河口區(qū)的景觀一直以自然濕地為主，各潮間帶區(qū)的景觀從以自然濕地為主逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)橐匀斯竦貫橹?，河口區(qū)和潮間帶區(qū)的自然濕地分別喪失了269.5 km2和614.9 km2。

20世紀(jì)80年代末和90年代初，在射陽河至梁垛河段濕地的潮間帶區(qū)，由海洋向陸地方向，光灘、堿蓬沼澤、草灘或者蘆葦沼澤依次呈帶狀分布；北部的3 個(gè)河口區(qū)的自然濕地呈現(xiàn)非帶狀分布，蘆葦群落是優(yōu)勢(shì)植物群落，南部的3個(gè)河口區(qū)的景觀格局與潮間帶區(qū)相似。進(jìn)入21 世紀(jì)，在河口區(qū)，自然濕地斑塊的形狀趨于復(fù)雜，自然濕地破碎化程度較大；在潮間帶區(qū)，連片分布的大面積人工濕地使其整體景觀格局趨于簡(jiǎn)單，斑塊形狀比較規(guī)則。

射陽河至梁垛河段濕地的河口區(qū)和潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)和格局變化受自然因素和人類活動(dòng)的共同影響，其中，政策導(dǎo)向型的濱海濕地開發(fā)等人類活動(dòng)是主要影響因素。