黄河三角洲自然湿地景观连接度动态变化及其驱动因素分析

2018-01-29吴晶晶栗云召于良巨高猛吴晓青毕晓丽

生态环境学报 2018年1期

吴晶晶，栗云召，于良巨，高猛，吴晓青，毕晓丽*

1. 中国科学院烟台海岸带研究所，山东烟台 264003； 2. 中国科学院大学，北京 101400；3. 鲁东大学资源与环境工程学院，山东烟台 264000

景观连接度是指景观促进或阻碍生物或某种生态过程在源斑块间运动的程度，它描述了景观要素在功能和生态学过程上的有机联系，包括生物群体之间的物种交流，景观元素间直接的物质、能量与信息交换（Saura et al.，2007；Sork et al.，2006；Taylor et al.，1993）。1984年，Merriam首次将景观连接度应用到景观生态学中。随后，国内外学者对景观连接度的概念、量测方法及应用也展开了大量研究。例如，Marulli et al.（2005）采用ECI指数对巴塞罗那中心区景观进行评价，确定了对当地景观具有重要连接度的区域；Zhu et al.（2008）利用生境适宜性评价模型分析了丹顶鹤（Grus japonensis）生境连接度对物种生境利用程度的影响。景观连接度的研究和发展对于关键生境栖息地保护、生物多样性维持以及景观设计与规划具有重要意义（陈利顶等，1996；Gao et al.，2004；吴昌广等，2010）。

黄河三角洲湿地是中国暖温带最完整、最广阔、最年轻的湿地生态系统，蕴含着丰富的自然资源，具有原生性、脆弱性、稀有性等生态特征，其作为世界上许多珍稀濒危鸟类的重要栖息地备受国内外学者重视（李政海等，2006；张晓龙等，2007）。自1976年黄河改道至清水沟流路以来，黄河三角洲的自然条件和社会环境都发生了较大改变，同时，黄河三角洲的开发力度也得到加强（栗云召等，2011，宗秀影等，2009）。

近年来，许多学者借助 3S技术、运用景观生态学理论对黄河三角洲湿地演变过程及机制方面开展了大量研究（洪佳等，2016）。目前，主要集中在土地利用变化和湿地景观格局变化（郭笃发，2005，王永丽等，2012）、湿地生物多样性分布特征（张绪良等，2011）、湿地保护与恢复（陈为峰等，2003；孙志高等，2011）等方面，这些研究为认识黄河三角洲湿地演变规律，开展湿地生态保护提供了借鉴和参考。然而，这些研究往往聚焦于湿地景观的空间结构分布，而对其功能特性考虑不足，且未能充分结合具体的生态过程，难以全面揭示黄河三角洲湿地演变的特征和机制。而景观连接度与生态过程密切关联，可以为景观功能研究提供新思路。迄今为止，关于黄河三角洲湿地景观连接度的研究未见报道，缺乏对其时间序列动态特征的分析研究。因此，本研究基于GIS技术平台，利用基于图论的景观连接度量测指数对黄河三角洲自然湿地景观的时空变化格局进行分析，在探讨其动态变化特征的基础上，进一步分析引起该区景观连接度变化的主要驱动因素，以期为三角洲湿地生态系统的管理与保护提供科学依据。

1 研究区概况与数据来源

1.1 研究区概况

黄河三角洲位于渤海湾南岸和莱州湾西岸，地处 118°33′～119°21′E 和 37°35′～38°12′N 之间。三角洲属于暖温带半湿润大陆性季风气候区，四季分明，年平均气温11.7～12.6 ℃，年均降水量530～630 mm（卢晓宁等，2016）。该区域地势平坦，海拔高程低于15 m。区内分布着丰富的湿地资源，为许多珍稀濒危鸟类提供重要的栖息地和迁徙中转站。黄河三角洲自然湿地作为国际上重要的河口湿地生态系统，在过去的 20多年中经历了剧烈的演变过程。1973—2013年，自然湿地面积减少了40%，植被覆盖率降低，景观破碎化程度不断增加（洪佳等，2016）。

1.2 数据处理

本研究以黄河三角洲1991年、1995年、1999年、2004年、2009年、2013年共6期Landsat TM遥感影像作为主要数据源。在ENVI 5.1平台下，对遥感影像进行几何校正和图像增强处理，运用非监督分类法以及目视解译法对影像数据进行判读和解译，并结合实地调查数据对分类结果进行验证，总体解译精度达80%以上。

依据《拉萨姆尔公约》分类系统将黄河三角洲自然湿地划分为：草本沼泽、灌丛湿地、森林湿地、盐沼湿地、积水洼地、河口水域、滩涂；人工湿地划分为沟渠、池塘、水库、河流、养殖池、盐田；其他土地利用类型包括旱地、水田、公路、居民区、工矿区、堤坝。为便于分析研究区不同尺度的景观连接度，本文根据黄河三角洲自然保护区规划图、河道分布图以及东营市行政区划图将研究区分为黄河三角洲国家级自然保护区（包括一千二管理站和黄河口管理站）、河口农业生态区、垦利农业生态区和胜利油田区5个区域。

2 研究方法

2.1 景观连接度分析

基于图论的景观连接度指数，考虑了景观要素对生态过程的影响，针对性较强，在反映景观破碎化程度、识别重要生境斑块方面优于其他指数类型，这些指数可借助Conefor Sensinode 2.6软件计算得到（Santiago et al.，2009；吴健生等，2012）。

（1）斑块间的连接数（Number of links，NL），指每两个斑块相连关系的数量。任意两个斑块之间的距离小于距离阈值，则认为它们是相连接的，产生连接数。

（2）组分数（Number of components，NC），指由功能或结构上相互连接的斑块组成的整体。不同景观组分之间是彼此孤立的，不存在生态过程的联系。最大组分特指斑块数量最多的组分，相应的最大组分面积指斑块数量最多的组分的面积。（3）H-Harary指数（H），计算公式如下：

式中，n表示景观中斑块总数；NLij表示斑块i和斑块j之间的连接数，当斑块不连接时， NLij=∞；H越大，表示生境斑块之间的连通可能性越大。

（4）景观相合概率（Landscape coincidence probability，LCP），通过研究连接斑块区域集来反映景观的连续性程度，其景观生态学意义是反映待研究景观组分在整体研究区中的连贯性，计算公式如下：

式中，ci为这些景观组分的面积之和；AL为研究区域的总面积。LCP=1时，表示这些景观组分面积与研究区面积相等，即研究区内所有景观同属一个类型。

（5）Flux指数（F），计算公式如下：

式中，n表示景观中斑块总数；pij表示斑块 i 和斑块j之间连接的可能性。

（6）Area-weighted flux指数（AWF），计算公

式如下：

式中，n表示景观中斑块总数；pij表示斑块 i和斑块j之间连接的可能性；ai和aj分别表示斑块i和斑块j的面积。

（7）整体连接度指数（Integral index of connectivity，IIC）

式中，n表示景观中斑块总数；ai和aj分别表示斑块i和斑块j的面积；NLij表示斑块i和斑块j之间的连接数；AL表示整个景观的面积。0≤IIC≤1，当IIC=0，生境斑块之间没有连接；当IIC=1，整个景观都为生境斑块。

（8）可能连接度指数（Probability of connectivity，PC）

式中，n表示景观中斑块总数；ai和aj分别表示斑块i和斑块j的面积；表示物种在斑块i和斑块j直接扩散的最大可能性；AL表示整个景观的面积。0＜PC＜1，PC越大，表示生境斑块之间的连通可能性越大。

本文基于以上指数，考虑到野生动植物扩散范围多在百米级别，将距离阈值设为500 m（陈杰等，2012；蒙吉军等，2016），计算不同年份下黄河三角洲自然湿地的景观连接度指标。同时结合土地利用覆盖类型数据和其他社会经济数据对过去 20年来黄河三角洲湿地景观的连通变化进行驱动因素分析。

3 结果与分析

3.1 黄河三角洲自然湿地面积动态变化

3.1.1 黄河三角洲自然湿地面积总体变化

根据遥感影像分类结果，提取 1991—2013年的自然湿地生境斑块（图 1）。整体而言，除 1995年，1991—2013年黄河三角洲自然湿地面积呈下降趋势，湿地面积从1879.23 km2减少为1330.48 km2。研究初期，自然湿地类型以草本沼泽、灌丛湿地、盐沼湿地、滩涂为主，到 2013年，草本沼泽、灌丛湿地、盐沼湿地的面积大幅度衰减，分别减少了337.57、309.71、242.27 km2，衰减趋势在1999年之后尤为明显。此外，滩涂湿地、积水洼地面积分别从209.61 km2和21.36 km2增加到444.78 km2和88.43 km2；同时，新增13.87 km2的河口水域湿地类型（表1）。

3.1.2 黄河三角洲区域自然湿地面积变化

图1 1991—2013年黄河三角洲自然湿地分布Fig. 1 Distribution of natural wetlands in the Yellow River Delta from 1991 to 2013

由图1、表2可知，1991—1995年，草本沼泽、灌丛湿地分布在整个研究区内；盐沼湿地和滩涂主要分布在三角洲北部、东南沿海区域，包括了一千二管理站和黄河口管理站；森林湿地主要分布在三角洲中部。到 2013年，垦利农业生态区、河口农业生态区和胜利油田区3个区域的草本沼泽、灌丛湿地面积大幅度减少，并且严重破碎化。河口水域湿地分布在黄河入海口处，滩涂、积水洼地多分布在沿海地带。研究期间，一千二管理站的自然湿地面积维持在200 km2左右；黄河口管理站的自然湿地面积增加了109.43 km2；而内陆垦利农业生态区、河口农业生态区的自然湿地面积不断减少，依次减少了306.53 km2、228.71 km2；胜利油田区自然湿地面积在1999年后迅速减小，面积从359.51 km2减小到204.67 km2。

表1 1991—2013年黄河三角洲各自然湿地类型面积Table 1 Area of natural wetland types in Yellow River Delta from 1991 to 2013 km2

表2 1991—2013年黄河三角洲各分区自然湿地面积Table 2 Area of regional natural wetland in Yellow River Delta from 1991 to 2013 km2

3.2 黄河三角洲自然湿地景观连接度动态变化

3.2.1 黄河三角洲自然湿地整体连接度变化

本文选取斑块连接数（NL）、景观组分数（NC）、Harary指数（H）、景观相合概率（LCP）、Flux指数（F）、Area-weighted flux指数（AWF）、整体连接度指数（IIC）和可能连接度指数（PC）共 8个指数评价黄河三角洲自然湿地景观连接度的总体变化情况（表3）。结果表明，1991—2013年期间，斑块间的NL、H和F指数值呈逐渐下降趋势，NL指数值从658下降到313，减少50%以上，H指数值从11018.14减少到2215.898，下降率达80%，F指数减少50%左右，自然湿地生境间连通的可能性快速降低；NC值逐渐增大，景观中相互孤立组分数从14增加到65；LCP、AWF指数值整体呈下降趋势；IIC和PC值都极低，IIC最高指数值不足0.05，PC值虽然稍有增加，但依然不足0.1；研究期间，除1995—1999年和2009—2013年外，IIC和PC呈逐年下降趋势。总体而言，研究期间黄河三角洲IIC和PC值均不高，景观整体连接度不断下降。

3.2.2 黄河三角洲区域自然湿地景观连接度动态变化

尽管黄河三角洲自然湿地整体景观连接度不断下降，但5个分区的景观连接度变化情况却显著不同（图2，图3）。1991—2013年期间，一千二管理站和黄河口管理站的整体连接度指数IIC和可能连接度指数PC值呈稳中增加的趋势，尤其是一千二管理站自然湿地的景观连接度较高，IIC和PC值全在 0.5以上，黄河口管理站 IIC指数值从 0.159增加到0.293，PC指数值从0.203增加到0.360；2000年之前，胜利油田区的自然湿地保持了一定的连接度，2000年之后呈现大幅度下降的趋势，PC值从0.465持续下降到0.139；垦利农业生态区、河口农业生态区湿地连接度指数值IIC、PC都较低，1991年IIC和PC值分别维持在0.1和0.2左右，到2013年，景观连接度指数下降到0.01以下。

表3 1991—2013年黄河三角洲自然湿地景观连通性指数Table 3 Landscape connectivity indices of natural wetland in Yellow River Delta from 1991 to 2013

图2 1991—2013年黄河三角洲各分区自然湿地可能连通性指数（PC）Fig. 2 The possible index of connectivity of natural wetlands of each district in Yellow River Delta from 1991 to 2013

图3 1991—2013年各分区自然湿地整体连通性指数（IIC）Fig. 3 The integral index of connectivity of natural wetlands of each district in Yellow River Delta from 1991 to 2013

3.3 自然湿地景观连接度变化的驱动因素

多项研究表明，黄河三角洲湿地的形成和演变是基于自然条件和人类活动两种因素的影响（洪佳等，2016；卢晓宁等，2016）。自然因素的影响往往在大时间尺度上比较明显，自20世纪90年代以来，人类活动已成为黄河三角洲自然湿地面积减少和景观破碎化的主要原因（王永丽等，2012）。

3.3.1 耕地

与1991年相比，2013年黄河三角洲耕地总面积增加了278.02 km2，尤其是河口生态区和垦利农业生态区的耕地面积增加最多，分别增加了117.41 km2、128.93 km2（图 4）。水是维系湿地空间结构和生态功能的支点，农作物代替湿地植物将影响土壤性质和径流响应，使水土流失增加（栗云召等，2011）。此外，农业灌溉用水必然加重研究区水资源的紧张状况，影响自然湿地淡水水源补给，从而导致原生湿地面积减少和连接度下降。

图4 1991年以来黄河三角洲主观景观因素变化Fig. 4 Changes of Subjective Landscape Factors in the Yellow River Delta since 1991

3.3.2 人工湿地

随着区域经济的发展，人工湿地面积大幅度增加。1991—2013年，黄河三角洲人工湿地总面积从98.71 km2增加到333.3 km2（图4）。以河口农业生态区、垦利农业生态区和胜利油田区的人工湿地面积最多，增涨最快。区内的滩涂、积水洼地被大规模开发为盐田、养殖池，导致自然湿地面积减少。水产养殖、盐田等产业排放的废水，直接污染近岸滩涂湿地，导致适宜性生境栖息地减少，从而使湿地生态系统受到严重破坏。

3.3.3 油田

黄河三角洲是中国重要的石油工业生产基地，有胜利油田及区内孤岛、孤东等大型油田。1992—2013年，油井数量从447个增加到1359个。一千二管理站和胜利油田区的油井数量最多，增涨最快，约占研究区全部油井的 66.01%（图 4）。油田开发除了直接占用部分滨海湿地以外，在勘探和开采集输的过程中也会不可避免对湿地环境产生影响，石油泄漏污染湿地水文生态系统，影响水文连通效应，往往不利于生态系统中物质能量的流通。

3.3.4 道路

随着三角洲农业和油田的开发，建设用地不断扩张。以交通道路为例，20余年来黄河三角洲公路网络越来越密集，主干道路总长度从 1206.69 km增加到2029.13 km，尤其在胜利油田区、河口农业生态区和垦利农业生态区快速增加，而道路长度占研究区的 77.69%（图 4）。作为一种典型的人工廊道，道路在促进物质能量流通的同时，还起到分割、隔离和占用生境的作用。道路会影响区域水文环境和地貌形态，并改变区域景观的完整性。它阻断生物物种的迁移扩散，降低生境之间的连接，加剧了生物栖息地破碎化（梁国付等，2014）。

4 讨论

景观连接度作为衡量景观要素结构和功能上连通程度的指标，较好体现了生态安全格局的评判标准（蒙吉军等，2016）。本研究从景观连接度角度出发，基于GIS平台，对1991—2013年黄河三角洲自然湿地的演变进行分析，并探讨影响其变化的主要驱动因素，为研究区湿地景观格局的评价提供了新思路。

1991—2013年黄河三角洲自然湿地面积大幅度减少，湿地面积的退化情况与前人的研究结果是一致的（卢晓宁等，2016）。利用基于图论的量测指数评价黄河三角洲自然湿地的景观连接度，结果表明，研究区自然湿地景观破碎化加剧，连接度总体较低，并且呈下降趋势。自然湿地的景观连接度与面积的变化在一定程度上是一致的。然而，生境斑块的连接度还与具体的生态过程相关，不合理的生境分布是导致景观连接度下降的主要原因。例如，2009—2013年，自然湿地总面积虽然持续减少，但一些小的湿地生境作为踏脚石斑块，促进了生物物种的流通，反而维持了一定的景观连接度。

与垦利农业生态区、河口农业生态区和胜利油田区内湿地面积减少和景观连接度下降相比，一千二管理站和黄河口管理站的自然湿地斑块保持了较高的景观连接度，且呈增加趋势，说明黄河三角洲自然保护区的设定以及采取的各种管理措施对区内湿地生态系统结构和功能的维持起到了良好的促进作用。例如，2008年，保护区借助黄河调水调沙的有利时机实行生态补水，引注黄河河流淡水资源改良退化湿地，使得植被覆盖率提高，湿地生境间的连接得到了增强（崔保山等，2016；王富强等，2016）。因此，建议扩建自然保护区范围，增加湿地保护面积，重视保护区内外自然湿地物质交流和功能连接。其他区域可借鉴保护区相关管理措施以提高自然湿地的整体景观连接度。

景观连接度水平由区域主要生态过程和景观格局共同决定，连接度指数的计算需要设置距离阈值。本文仅将距离阈值设为500 m，未明确具体的生态过程，存在一定的主观性。黄河三角洲自然湿地演变是自然条件和社会因素共同作用的结果，本研究将人类活动作为自然湿地连接度动态变化的主要驱动因素进行分析，由于相关研究较少，外界因素对景观连接度的作用机制有待进一步研究。

5 结论

1991—2013年黄河三角洲自然湿地面积减少了548.75 km2，湿地的景观连接度整体较低，且呈下降趋势，最大可能连接度指数不足 0.1。内陆垦利农业生态区、河口农业生态区和胜利油田区3个区域的自然湿地面积与景观连接度大幅度下降，到2013年这3个区域景观连接度下降至0.01以下。而一千二管理站的自然湿地面积稳定，景观连接度在0.5以上。黄河口管理站的自然湿地面积和景观连接度明显增加，可能连接度指数从0.203增加到0.360。

黄河三角洲土地利用方式的变化以及社会经济发展是黄河三角洲自然湿地连接度变化的重要因素。垦利农业生态区、河口农业生态区内，耕地、人工湿地和道路等的快速扩张，极大地影响了自然湿地的景观格局，直接导致自然湿地面积的萎缩，景观连接度下降。作为中国重要的石油工业生产基地，油田开发以及交通道路是胜利油田区自然湿地景观连接度下降的重要因素。近年来，由于自然保护区的设立和一系列管理措施的实施，一千二管理站和黄河口管理站自然湿地景观格局得到了优化，景观连接度较高。

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