象山港海岸带高功能景观退化及环境效应研究

傅杰超, 李伟芳,赵柯,王奇,胡慧

象山港海岸带高功能景观退化及环境效应研究

傅杰超1,2,3, 李伟芳2,3,4,*,赵柯1,王奇1,2,3,胡慧1,2,3

1. 宁波大学地理与空间信息技术系, 宁波 315211 2. 宁波大学陆海国土空间利用与治理研究中心, 宁波 315211 3. 浙江省新型重点专业智库宁波大学东海研究院, 宁波 315211 4. 宁波大学土木与环境工程学院, 宁波 315211

以象山港为研究区, 基于1995年、2005年和2015年的土地利用数据, 采用空间统计、标准差椭圆、景观格局指数等方法分析象山港海岸带高功能景观时空演变特征, 并从生态服务价值和污染物排放变化角度探讨其环境效应。结果表明: (1)象山港海岸带高功能景观总规模呈加速减小趋势; (2)林地、耕地景观重心向西南转移, 景观破碎化加剧, 水域、滩涂景观分别向东南、东北扩张, 破碎度总体上呈减小趋势; (3)受高功能景观规模和空间格局变化的影响, 象山港海岸带高功能景观生态服务总价值降低, 研究区污染物排放总量增加, 不利于海岸带可持续发展。

高功能景观; 空间格局; 环境效应; 海岸带; 象山港

0 前言

海岸带具有巨大的生态价值和经济价值[1], 因受海陆作用以及人类开发活动的共同影响[2], 海岸带生态环境变化显著[3], 成为我国一大生态脆弱带和敏感区[4], 引发国内外专家学者[5-6]的广泛关注。景观格局强烈影响生态过程[7], 景观的组成及其变化会引起生态系统物质和能量的变化[8], 因此对景观组成及其空间格局演变的分析是探讨生境变化的基础。目前我国有关景观分类系统[9]、景观格局分析方法[10]的研究已经较为成熟, 后者主要有空间统计分析、转移矩阵分析和景观格局指数分析[11]等。在景观格局演变的生态环境效应研究方面, 既有对生态环境效应的综合评价研究[12], 也有从大气环境效应[13]、水环境效应[14]、生态服务效应[15]等方面进行的分维度研究。且随着海岸带的开发利用, 已有越来越多的学者以海岸带为背景研究景观格局变化及其环境效应, 如海岸带景观格局对生境质量、生态安全的影响[16-17]等。从研究对象来看, 现有研究大多以海岸带所有景观类型或单一景观类型[18]为研究客体, 很少有研究聚焦相对具有较高生态功能的景观群体。因此, 本研究以高生态功能景观(指受到人类活动干预较少, 其生产能力和自我调节能力都比较强的景观类型, 如林地、水域等)为切口, 旨在探讨高功能景观的时空演变特征及其与低功能景观之间的转化关系。

象山港区域是全国海洋生态文明示范区, 生态功能突出, 海岸带景观分布以高功能景观为主导, 但近年来随着城镇化和工业化的发展, 特别是在海洋经济乃至湾区经济的驱动下, 高功能景观出现退化趋势, 故以象山港作为研究区研究海岸带高功能景观退化特征及其环境效应, 对指导蓝色生态海湾建设、促进海岸带保护与合理利用具有重要意义。

1 研究区概况与数据来源

1.1 研究区概况

象山港是位于我国浙江省宁波市东南部的狭长型半封闭式深水港湾, 海岸线曲折且水域宽阔。地理位置处于29°24′—29°46′N, 121°25′—122°00′E之间, 东侧为舟山群岛, 南邻三门湾, 北靠杭州湾。海岸线长达406 km, 其中大陆岸线占297 km。象山港跨越鄞州、北仑、象山、奉化和宁海县(市、区), 本文以象山港沿岸的乡镇行政区为研究区(图1), 总面积1682.30 km2。象山港海岸带土地利用类型以林地为主, 占研究区总面积60%左右, 耕地大多分布在地势比较平缓的中部地区, 建设用地、水域、滩涂和养殖用地主要分布在沿海区域, 未利用地多靠近水域, 分布较零散。依托丰富的港口资源、水产资源、旅游资源等优势条件, 象山港经济蓬勃发展, 但同时也导致了高功能景观类型逐渐向低功能景观类型退化, 生态环境压力加剧。

1.2 数据来源

本研究所需的象山港海岸带土地利用数据提取自地理国情监测云平台(http://www.dsac.cn/)1995、2005、2015年3期浙江省土地利用现状数据。结合本文的研究目的与《土地利用现状分类标准》(GB/T21010—2007), 将研究区的土地利用类型合并为林地、耕地、水域、滩涂、建设用地、养殖用地和未利用地七大类(如图2), 其具体划分依据和标准参考相关研究文献[11]。同时根据研究需要, 将林地、耕地、水域和滩涂归为高功能景观, 将建设用地、养殖用地和未利用地归为低功能景观。社会经济数据来自1995、2005、2015年《宁波统计年鉴》以及象山港区域空间保护和利用规划报告、象山港海洋环境公报、宁波市环境状况公报和相关部门的统计数据。

图1 研究区位置

Figure 1 The location of the study area

图2 1995年、2005年、2015年象山港海岸带土地利用现状图

Figure 2 Status of land use in the coastal zone of Xiangshan Bay in 1995,2005 and 2015

2 研究方法

2.1 景观格局指数

本文选取斑块数量()、平均斑块面积()、斑块密度()、边界密度()、形状指数()、聚集度指数()6项景观格局指数对象山港海岸带高功能景观格局进行分析, 各指标计算公式及生态含义参考相关研究文献[19–20]。

2.2 生态服务价值估算

高功能景观生态服务价值计算公式[21]如下:

其中,为研究区高功能景观生态服务价值总量,为高功能景观类型,V为高功能景观生态服务价值系数, 即第类高功能景观单位面积生态服务价值,A为研究区第类高功能景观的面积。

本研究对象山港海岸带高功能景观单位面积生态服务价值V的估算, 采用谢高地等[22]学者的评估方法, 将林地、耕地、水域、滩涂分别与其评估体系中的森林、农田、河流/湖泊、湿地对应, 据此得到各高功能景观单位面积生态服务价值当量, 并根据1995—2015年象山港区域粮食作物的播种面积和产值, 计算出单个生态服务价值当量因子的经济价值为1821.78元·hm–2, 继而得到修正后的高功能景观生态服务价值系数(表1)。

表1 象山港海岸带高功能景观生态服务价值系数 (元·hm–2)

2.3 不同生态功能斑块的产污分析

本研究对经营性景观地类所产生污染物的排放强度的估算, 采用排放系数法[23], 计算公式如下:

Q=C*∆A(2)

其中,Q表示某一地类变化所产生的污染物排放量,C表示该地类的污染物排放系数,表示由高功能景观转化成该种景观的面积增量。

为了进行直观的景观变化产生的污染物排放量的比较, 本研究排放系数以地类单位面积污染物排放量为主, 计算1995—2005年和2005—2015年两个时段由地类面积的改变引起的污染物排放量的大小。选取象山港海岸带有污染物排放能力的耕地及低功能景观类型的养殖用地和建设用地, 通过由高功能景观类型的面积转化, 计算出生境转化成经营性地类所带来的污染物排放量的变化。

2.3.1 耕地污染物排放系数

农业面源污染对海岸带水质和土壤的影响比较大, 尤其是发生暴雨径流和农田沥水时, 水流进入河道和地下水, 最终汇入海洋[24]。计算耕地污染物排放系数的公式如下:

其中,表示耕地污染物排放系数,表示施肥总量,表示耕地面积,表示化肥流失系数, 本文参考邱君[25]学者的研究取0.5。

2.3.2 养殖用地污染物排放系数

养殖用地投放的饲料中含有大量的N、P、COD等物质, 其作为主要的污染源, 污染物排放量的大小会直接影响到象山港海岸带的环境质量。本文以无机氮作为养殖用地污染物的代表, 参考蔡惠文[26]学者对象山港养殖排污废水中N含量的测算值计算污染物排放系数, 并结合历年象山港海域海水中无机氮含量变化趋势, 最终以2004年的计算值表示1995—2015年养殖用地污染物排放系数。

2.3.3 建设用地生活污水排放系数

生活污水的排放量通常与人口数量有直接的联系, 本文以生活用水量在扣除损耗[27]后建立与住宅建筑面积的关系, 计算生活污水排放系数, 计算公式如下:

其中,为生活污水排放系数,表示生活污水排放总量,表示住宅面积,表示生活用水总量, a表示生活用水损失率, 一般取值在0.15—0.20之间, 本文a取值为中间值0.18。

2.3.4 建设用地工业废水/废气排放系数

建设用地工业废水/废气排放系数计算公式如下:

其中,表示工业废水/废气排放系数,表示工业废水/废气排放量,表示工矿区面积。

3 结果与分析

3.1 高功能景观斑块退化特征

3.1.1 高功能景观规模变化

1995年至2015年期间, 象山港海岸带高生态功能的景观类型总体上逐渐向低生态功能的景观类型退化。结合表2和图3可知, 1995年高功能景观总面积为1516.92 km2, 2015年面积为1430.37 km2, 平均每年减少4.328 km2, 减少度为5.71%。其中, 林地在高功能景观类型中占地面积最广, 呈持续缓慢减少的整体趋势。1995—2005年间和2005—2015年间, 林地面积分别减少13.87 km2和13.36 km2, 两个10年间林地面积的减少速率基本相等。耕地是象山港海岸带景观面积减少最快的类型, 且1995—2015年间呈现加速减少的趋势, 林地面积减少速率在各类海岸带景观类型中仅次于耕地。水域面积持续增加, 滩涂面积呈现先增长后减少的趋势, 但总体变化较不明显。

从高功能景观退化的方向来看(表3), 1995— 2005年高功能景观林地向低功能景观建设用地和养殖用地转化, 且绝大部分都转为建设用地, 2005— 2015年林地倍速向建设用地转化, 人类开发活动对林地的影响增加。1995—2015年耕地基本转为建设用地, 这主要是由于象山港沿海城镇经济快速发展, 快速城市化占用了大量的耕地资源, 也有少数耕地转为养殖用地和未利用地, 前者出于养殖业的发展, 后者主要因为耕地使用不当或保护不力使得耕地质量下降最终导致耕地退化。水域在1995—2015年期间未有向低功能景观转化的趋势。滩涂在1995—2005年以低功能景观(养殖用地、未利用地)转入为主, 在2005—2015年则以向低功能景观(建设用地)转出为主导形式, 可见建设用地扩张对生态用地的侵占与威胁。

表2 象山港海岸带高功能景观面积(1995—2015)

图3 象山港海岸带景观类型变化(1995—2015)

Figure 3 Landscape type changes in the coastal zone of Xiangshan Bay(1995-2015)

3.1.2 高功能景观空间格局变化

使用标准差椭圆空间计量方法[28], 计算象山港海岸带各景观类型标准差椭圆参数值并将标准差椭圆动态变化可视化(图4), 通过不同时期景观重心的转移分析1995—2015年研究区内高功能景观分布的变化情况。受象山港地理位置及其港湾形态的影响, 研究区内各类景观的标准差椭圆长轴均呈现东北—西南走向, 短轴则呈现西北—东南走向。1995—2015年林地短轴减少842.53 m, 长轴增加2137.79 m, 旋转角由1995年的53.4°偏转为2015年的53.2°, 标准差椭圆向逆时针方向偏转0.2°, 总体上林地景观方向性增强, 其东北—西南走向的分布态势更加明显, 重心呈现向西南转移的趋势。耕地短轴减少664.73 m, 长轴增加1716.94 m, 方向性同林地一样增强, 但标准差椭圆向顺时针方向偏转0.1°, 重心亦向西南方向转移。水域短轴伸长, 长轴缩短, 方向性减弱, 向与分布态势相反的方向(西北—东南方向)扩张, 椭圆圈层摆动幅度较大, 景观重心向东南偏移。滩涂长短轴增减幅度最小, 东北—西南走向的方向性变化不明显, 椭圆向顺时针方向偏转0.4°, 景观重心向东北方向转移。同时, 对比低功能景观的标准差椭圆动态变化, 可以发现建设用地向西南和东南方向扩展的趋势比较明显, 这主要是由象山港西南部和东南部建设用地的扩张速度较快所导致的, 而建设用地在扩张过程中大量占用林地和耕地, 正是导致林地和耕地景观重心向西南方向转移的主要原因。

根据1995年、2005年及2015年3个时期的土地利用数据, 结合Fragstats 4软件, 统计出3个时期各高功能景观的景观格局指数(图5)。从中可以看出, 近20年象山港海岸带各高功能景观类型空间格局发生了较大变化。林地、耕地斑块数量在1995—2015年期间逐渐增加, 斑块类型面积却逐年减少, 说明这两类景观在空间分布上趋于分散, 破碎化程度加深。其次, 林地、耕地的平均斑块面积有所减小, 大斑块被破碎成小斑块, 斑块密度和形状指数有所增加, 聚集度下降, 进一步证明了林地和耕地日益严重的景观破碎性。其中, 耕地景观边界密度先增大后减小, 形状指数的增加趋势在2005—2015年有所减缓, 这是由于耕地在被建设用地占用过程中连续性下降, 斑块形状趋于不规则, 但后期出于对耕地的保护政策, 其破碎化进程得到了一定程度的控制。水域景观斑块数量、平均斑块面积均呈递增趋势, 可见象山港海岸带河流、湖泊、水库等水域面积容量逐年扩大, 斑块密度和边界密度这两项衡量破碎化程度的指标的计算值虽然有所增加, 但结合聚集度和平均斑块面积来看, 水域景观的破碎化水平还是呈下降态势, 因为小斑块数量虽然略有增加, 但大面积斑块的比例也在上升, 斑块趋于集聚化。滩涂景观的各项景观格局指数变化幅度较小, 空间格局变化较不明显。1995—2005年滩涂总面积和平均斑块面积都呈增加趋势, 这是由滩涂自然淤涨所致, 但后期人类对滩涂的围垦利用规模超过了其自然淤涨速度, 导致滩涂总面积和平均斑块面积减小, 斑块密度、边界密度和形状指数增大, 聚集度下降, 即滩涂景观破碎度增加, 形状趋向复杂, 分布趋向离散。

表3 象山港海岸带高功能景观转换面积变化(1995—2015)(km2)

注: 表中的正值代表低功能景观转成高功能景观; 负值代表高功能景观转成低功能景观。

图4 象山港海岸带各类型景观标准差椭圆动态变化(1995—2015)

Figure 4 Dynamic variation of the standard deviation of various types of landscapes in the coastal zone of Xiangshan Bay(1995-2015)

图5 象山港海岸带高功能景观各类型景观格局指数(1995—2015)

Figure 5 Landscape pattern index of various types of high functional landscape in Xiangshan Bay coastal zone(1995-2015)

3.2 高功能景观退化的环境效应

3.2.1 生态服务价值变化

景观生态系统具有气体调节、气候调节、环境净化、土壤保持、生物多样性维持等生态服务功能[29], 景观类型不同其单位面积生态系统服务价值也不同, 根据公式(1)计算得到象山港海岸带高功能景观生态系统服务价值变化情况(图6)。从图中可以看出, 1995—2015年象山港海岸带林地、耕地景观生态系统服务价值持续降低, 其根本原因是大量林地、耕地景观转出为建设用地等低功能景观, 这也是导致象山港海岸带高功能景观生态系统服务价值总量从61.36亿元持续减少至60.73亿元的主要原因, 即使生态服务价值系数较高的水域和滩涂在这20年间生态系统服务价值总体上有所增加, 也改变不了高功能景观生态服务总价值持续降低的趋势。

另一方面, 象山港海岸带景观格局特别是景观破碎度的变化, 也会对局部地区生态环境及其生态价值造成影响。在景观中, 斑块面积的大小可以影响到物种的丰富度、数量、食物链及生产能力。矿物质养分和能量的总量与斑块面积成正比, 所以面积较大的斑块所含有的矿物质养分和能量比面积小的斑块多, 其次所影响的物种丰富度、数量、生产能力等也随着斑块面积的增大而增加[30]。斑块面积越大, 生态环境多样性就越大。而面积较小的斑块物种少, 食物链短, 生态环境质量较差, 物种灭绝的概率就会偏高[31]。高功能景观斑块相对来说具有较好的生态能力, 适宜物种的栖息、生存和繁殖, 是各种生物生存比较理想的区域。研究区内林地和耕地等高功能景观的平均斑块面积减少, 景观破碎度增加, 尤其是当部分林地和耕地转化为建设用地时, 建设用地会隔断物种之间的交流, 降低景观之间的连通性, 不利于生物多样性的维持。

图6 象山港海岸带高功能景观生态服务价值变化(1995—2015)

Figure 6 Change of ecosystem service value of high functional landscape in Xiangshan Bay coastal zone (1995-2015)

3.2.2 污染物排放变化

高功能景观类型在退化成低功能景观类型的过程中, 会产生相应的物质交换, 不仅自身对污染物的自净能力有所降低, 同时还会输送污染物到近海岸区域。以沼泽为例, 当沼泽转化为农田时, 所产生的农田面源污染负荷将会对近海岸区域产生一定的影响。通过公式(2)可以估算出高功能景观在转变过程中成为污染物排放地类对环境所排放的污染物变化(表4), 表中正值表示污染物排放量有所增加, 负值表示污染物排放量有所减少。

1995—2015年, 由于面积减少, 耕地流失到环境中的化肥量减少了1497 t, 缓解了由N、P元素引起的水体富营养化与硝酸盐污染。养殖用地N、P、COD等污染物排放量先增加后减少, 近20年期间总计减少了11.8 t无机氮排放量, 这是依据区域保护规划严格控制养殖数量的结果。建设用地所排放的生活污水、工业废水和工业废气分别增加了18.49×106t、14.70×106t和11.89×105万标立米, 对周边环境影响巨大。综合来看, 高功能景观在向低功能景观转换的过程中, 所带来的污染排放量在总体上仍呈现增长趋势。污染物会直接或间接影响象山港海岸带的大气环境、土壤环境、水环境、海洋环境等, 降低环境质量, 加剧海岸带的生态风险和环境压力。

4 结论与讨论

本文重点揭示了象山港海岸带高功能景观的退化特征, 并从生态服务价值和污染物排放角度阐述其对生态环境的影响, 可为海岸带景观格局优化及可持续发展提供决策支持。研究表明: (1)象山港海岸带高功能景观以林地和耕地为主, 总规模呈加速减小趋势, 其中耕地减少速度最快。(2)1995—2015年象山港海岸带水域景观破碎化水平呈下降态势, 滩涂景观破碎化程度先减小后增加, 林地和耕地景观由于保护不力破碎化加剧, 再加上建设用地的无序扩张, 林地和耕地趋于分散化, 景观连通性下降。(3)象山港海岸带高功能景观在退化过程中, 不仅会降低高功能景观生态系统服务总价值, 同时转化后的养殖用地、建设用地也会排放出大量污染物, 给海岸带生态环境带来负面影响。

表4 象山港海岸带高功能景观退化排污估算(1995—2015)

注: 耕地属于高功能景观, 此表计算耕地向低功能景观转出过程中的产污变化。表中除建设用地的工业废气排放量以万标立米计量外, 其它地类的污染物排放量均以t计量。

本研究也存在一定的局限性, 有关景观规模和空间格局演变对生态环境的影响还有待进一步深入探讨, 如何综合当量因子法、专家评估法、价值量评价法、偿付意愿法等[32]改进生态价值评估模型, 以及通过环境科学和数学等学科知识的结合选择更优的排污量计算模型使结果更加精确, 是今后研究需要突破的重点和难点。

[1] 杨鲁永. 连云港海岸带土地利用变化及其生态承载力研究[D]. 南京: 南京大学, 2014.

[2] 李伟芳, 陈阳, 马仁锋, 等. 发展潜力视角的海岸带土地利用模式——以杭州湾南岸为例[J]. 地理研究, 2016, 35(6): 1061–1073.

[3] DONEY S C. The growing human footprint on coastal and open–ocean biogeochemistry[J]. Science, 2010, 328(5985): 1512–1516.

[4] 骆永明. 中国海岸带可持续发展中的生态环境问题与海岸科学发展[J]. 中国科学院院刊, 2016, 31(10): 1133– 1142.

[5] IVAN V, ELIZABETH E , JAVIER L, et al. Tropical land–sea couplings: Role of watershed deforestation, mangrove estuary processing, and marine inputs on N fluxes in coastal Pacific Panama[J]. Science of the Total Environment, 2018, 630: 126–140.

[6] 宋晓帅, 于开宁, 吴振, 等. 莱州湾海岸带工程地质环境质量分区[J]. 海洋地质与第四纪地质, 2019, 39(2): 79–89.

[7] 刘怡娜, 孔令桥, 肖燚, 等. 长江流域景观格局与生态系统水质净化服务的关系[J]. 生态学报, 2019, 39(3): 844– 852.

[8] TURNER M G, GARDNER R H, O'NEILL R V. Landscape ecology in theory and practice[M]. New York: Springer, 2001.

[9] 冯异星, 罗格平, 周德成, 等. 近50a土地利用变化对干旱区典型流域景观格局的影响——以新疆玛纳斯河流域为例[J]. 生态学报, 2010, 30(16): 4295–4305.

[10] 何改丽, 史小丽, 李加林, 等. 快速城市化背景下宁波北仑绿地系统演化及生态服务响应[J]. 宁波大学学报(理工版), 2017, 30(5): 89–96.

[11] 徐谅慧. 岸线开发影响下的浙江省海岸类型及景观演化研究[D]. 宁波: 宁波大学, 2015.

[12] 李保杰, 顾和和, 纪亚洲. 矿区土地复垦景观格局变化和生态效应[J]. 农业工程学报, 2012, 28(3): 251–256.

[13] 苗世光, 王晓云, 蒋维楣, 等. 城市规划中绿地布局对气象环境的影响——以成都城市绿地规划方案为例[J]. 城市规划, 2013, 37(6): 41–46.

[14] 冯源嵩. 贵阳市核心区景观格局演变的水环境效应研究[D]. 重庆: 西南大学, 2016.

[15] 邹月. 西安市土地利用景观格局变化的生态系统服务价值响应及优化研究[D]. 西安: 陕西师范大学, 2018.

[16] 褚琳, 黄翀, 刘庆生, 等. 2000–2010年辽宁省海岸带景观格局与生境质量变化研究[J]. 资源科学, 2015, 37(10): 1962–1972.

[17] 黄宁, 杨绵海, 林志兰, 等. 厦门市海岸带景观格局变化及其对生态安全的影响[J]. 生态学杂志, 2012, 31(12): 3193–3202.

[18] 周云轩, 田波, 黄颖, 等. 我国海岸带湿地生态系统退化成因及其对策[J]. 中国科学院院刊, 2016, 31(10): 1157– 1166.

[19] 郭晓妮. 康保县景观格局变化及其生态效应分析[D]. 北京: 首都师范大学, 2009.

[20] 邹月, 周忠学. 西安市景观格局演变对生态系统服务价值的影响[J]. 应用生态学报, 2017, 28(8): 2629–2639.

[21] 魏慧, 赵文武, 张骁, 等. 基于土地利用变化的区域生态系统服务价值评价——以山东省德州市为例[J]. 生态学报, 2017, 37(11): 3830–3839.

[22] 谢高地, 甄霖, 鲁春霞, 等. 一个基于专家知识的生态系统服务价值化方法[J]. 自然资源学报, 2008, 23(5): 911– 919.

[23] 万峻. 渤海典型海岸带景观格局变化及其生态环境效应研究[D]. 北京: 中国环境科学研究院, 2004.

[24] 陈明剑. 海洋功能区划中的空间关系模型及其GIS实现(以莱州湾为例)[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2003.

[25] 邱君. 我国化肥施用对水污染的影响及其调控措施[J]. 农业经济问题, 2007(S1): 75–80.

[26] 蔡惠文. 象山港养殖环境容量研究[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2004.

[27] 方子云. 水资源保护工作手册[M]. 南京: 河海大学出版社, 1988.

[28] 陈阳, 李伟芳, 任丽燕, 等. 空间统计视角下的农村居民点分布变化及驱动因素分析——以鄞州区滨海平原为例[J]. 资源科学, 2014, 36(11): 2273–2281.

[29] 谢高地, 张彩霞, 张雷明, 等. 基于单位面积价值当量因子的生态系统服务价值化方法改进[J]. 自然资源学报, 2015, 30(8): 1243–1254.

[30] 傅伯杰, 陈利顶, 马克明, 等. 景观生态学原理及应用[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2005.

[31] 肖笃宁, 布仁仓, 李秀珍. 生态空间理论与景观异质性[J]. 生态学报, 1997, 17(5): 453–461.

[32] 束邱恺, 高永年, 刘友兆, 等. 江苏沿海地区土地利用生态价值测算评估[J]. 地球信息科学学报, 2016, 18(6): 787–796.

Study on high functional landscape degradation and environmental effects in coastal zone of Xiangshan Bay

FU Jiechao1,2,3, LI Weifang2,3,4,*, ZHAO Ke1, WANG Qi1,2,3, HU Hui1,2,3

1. Department of Geography and Spatial Information Techniques, Ningbo University,Ningbo315211,China 2. Center for Land and Marine Spatial Utilization and Governance Research , Ningbo University, Ningbo 315211, China 3. Institute of East China Sea, Ningbo University, Ningbo 315211, China 4. Faculty of Civil and Environmental Engineering, Ningbo University,Ningbo315211,China

Taking Xiangshan Bay as the research area, based on the land use data of Xiangshan Bay coastal zone in 1995, 2005 and 2015, using spatial statistics, standard deviation ellipse, landscape pattern indexes and other methods, we analyzed the temporal and spatial evolution characteristics of the high functional landscape of Xiangshan Bay coastal zone, and then explored its environmental effects from the perspective of ecosystem service value and pollution emission. The results showed that: 1) The total scale of high functional landscape in the coastal zone of Xiangshan Bay showed a trend of accelerated reduction. 2) The centers of gravity of forest land and cultivated land shifted to the southwest, and the landscape fragmentations of forest land and cultivated land were intensified. The waters and tidal flats expanded toward the southeast and northeast respectively, and the degrees of fragmentation of them were generally decreasing. 3) Affected by changes in the scale and spatial pattern of high functional landscapes, the total value of ecosystem services of high functional landscape in Xiangshan Bay coastal zone was reduced, and the total discharge amount of pollutants in study area was increased, which was not conducive to the sustainable development of coastal zone.

high functional landscape; spatial pattern; environmental effect; coastal zone; Xiangshan Bay

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.02.020

F301.24; X171.1

A

1008-8873(2020)02-166-09

2019-07-22;

2019-10-22

NSFC-浙江两化融合联合基金资助项目(U1609203)

傅杰超(1995—), 女, 浙江绍兴人,硕士研究生, 主要从事区域研究与滨海城镇发展研究, E-mail: 532480471@qq.com

李伟芳(1964—), 男, 浙江宁波人,教授, 主要从事土地资源管理和土地利用规划研究, E-mail: liweifang@nbu.edu.cn

傅杰超, 李伟芳, 赵柯, 等. 象山港海岸带高功能景观退化及环境效应研究[J]. 生态科学, 2020, 39(2): 166–174.

FU Jiechao, LI Weifang, ZHAO Ke, et al. Study on high functional landscape degradation and environmental effects in coastal zone of Xiangshan Bay[J]. Ecological Science, 2020, 39(2): 166–174.