近30 年来莱州湾滨海湿地景观格局变化特征研究

黄建涛 , 郑 伟, 万年新, 路景钫 , 李 捷

(1. 青岛理工大学环境与市政工程学院, 山东 青岛 266033; 2. 自然资源部第一海洋研究所, 山东 青岛266061; 3. 海洋科学与技术试点国家实验室地质过程与环境功能实验室, 山东 青岛 266200; 4. 山东省调水工程运行维护中心棘洪滩水库管理站, 山东 青岛 266111)

滨海湿地位于陆地与海两大生境的连接处和过渡地带, 因其具有较为复杂的生态环境, 形成生物多样性和景观格局的多样化[1-2]。景观格局是多种生态过程作用在不同尺度上所产生的结果[3-5], 景观格局在不同时间下的变化可以直观体现出土地利用的改变。研究区域生态系统时空演变规律, 揭示区域生态环境问题形成的驱动机制是当前的研究热点[6-7]。莱州湾滨海湿地类型众多且不同区位海岸带开发利用方式差别较大, 景观类型多样、空间异质性显著。目前对莱州湾滨海湿地南岸部分的研究多集中在景观格局变化、海岸侵蚀、海水入侵、滨海湿地退化和恢复等方面[8-13], 对莱州湾西岸和东岸研究相对较少且主要集中在重金属以及污染负荷估算及风险评估等方面[14-17]。由于不同岸段景观格局变化与驱动机制也不完全一致, 因此部分岸段的研究很难反映出滨海湿地整体的景观类型演变及空间异质性特征。本研究基于1990—2018 年转移矩阵分析莱州湾滨海湿地景观格局变化, 在此基础上开展莱州湾景观格局变化驱动机制分析, 探讨不同岸段景观格局变化的驱动机制; 同时基于 FRAGSTASTS 软件,采用传统景观格局指数[18]计算方法对莱州湾滨海湿地的景观格局整体特征和景观异质性空间特征进行研究。以期对莱州湾滨海湿地生态系统退化原因、合理利用和优化土地空间布局、采取有效措施保护及恢复滨海湿地提供一定的技术支持[19-20]。

1 研究区及研究方法

1.1 研究区概况

莱州湾位于渤海南部, 山东半岛西侧, 是山东省沿海面积最大的海湾[21-22], 地理位置处于36.96°—37.79°N, 118.73°—120.34°E。其中, 黄河口—羊角沟口为西岸区, 羊角沟口—虎头崖为南岸区, 虎头崖—屺姆角为东岸区。莱州湾年均气温11.9～12.6 ℃, 年均降水量为612.5～660.1 mm, 年平均风速4 m/s[23-24]。沿岸有小清河、维河、胶莱河等十余条河流注入, 行政区包括垦利、东营、寿光等9 个县级市。参考湿地公约[25]以及《滨海湿地生态监测技术规程》(HY/T080-2005)[26], 海水入侵危险区范围为距离海岸20 km[10], 且人类活动和遥感影像信息提取难度随着离岸距离的远近会呈现一定程度的变化, 综合莱州湾的入海河流上溯距离以及人类活动对滨海湿地的主要影响范围, 确定以莱州湾大型海藻的生长区外缘向内陆延伸20 km 作为本文的研究范围(图1)。

图1 莱州湾研究区及野外观测点位Fig. 1 Study area and field-observation points of the Laizhou Bay

1.2 数据来源与处理

从美国地质调查局(USGS)和地理空间数据云(http://www.gscloud.cn/)中选取莱州湾1990 年7 月(Landsat5 TM)、2000 年8 月(Landsat7 ETM+)、2009 年8 月(Landsat5 TM)及2018 年8 月(Landsat8 OLI)四期遥感影像, 行列号120/34、121/34, 空间分辨率皆为30 m, 云层遮盖度低于5%，满足目视解译的需求。利用ENVI 软件对遥感图像进行辐射定标、大气校正和影像镶嵌处理，并对遥感影像754、543、432 三种波段进行融合, 在ArcGIS10.0 中对莱州湾滨海湿地遥感影像进行目视解译, 绘制1990—2018 年莱州湾滨海湿地景观类型分布图。

1.3 研究方法

1.3.1 分类体系

对滨海湿地类型进行合理划分是分析其景观格局变化的关键因素, 依据国际上对滨海湿地的分类方案, 结合现场踏勘掌握的情况以及目视解译的可视性和可判读性, 将滨海湿地分为两级(表1)。

1.3.2 景观类型转移分析

通过转移矩阵分析不同景观类型的转移方向和强度。景观类型转移矩阵公式为[27]:

式中,S代表面积;n代表景观类型总数;i、j(i,j=1, 2,…,n)分别代表转移前与转移后的景观类型;表示景观类型转移前后的变化面积。

1.3.3 景观格局指数分析

为反映莱州湾景观格局特征, 在FRAGSTATS软件的支持下, 选择斑块个数(NP)、景观形状指数(LSI)、最大斑块指数(LPI)和斑块所占景观面积比例(PLAND)4 个指标, 选用传统景观指数计算法, 对莱州湾滨海湿地景观斑块类型水平进行了相关分析。景观格局指数的计算方法见文献[28-30]。

表1 莱州湾景观类型及其解译标志Tab. 1 Landscape types and interpretation signs of the Laizhou Bay

2 结果与分析

2.1 莱州湾滨海湿地类型及面积变化分析

如表 2 所示, 莱州湾滨海湿地面积在 1990—2018 年间呈上升趋势, 28 年间面积约增加240.6 km2,平均每年增加约8.6 km2。其中天然湿地面积总体减少约80.79 km2, 人工湿地总体增加约321 km2。

表2 1990—2018 年莱州湾滨海湿地面积变化Tab. 2 Area changes in the coastal wetlands of the Laizhou Bay from 1990 to 2018

天然湿地中湿地植被呈现先减少后增加的趋势,湿地植被主要分布在黄河三角洲保护区、各河流两岸及入海口处所冲积出的滩涂上(图2—图5)。水域面积不断增加, 2018 年约占天然湿地面积的36%, 水域和湿地植被为天然湿地中的主要类型(表3)。滩涂由于受到河口冲淤、年降水量变化和围填海活动的影响, 不同年份的变化量较大, 至2018 年面积约占天然湿地的17%。

人工湿地中盐田增加面积较大, 主要增加阶段为2000—2009 年, 2009 年之后增加速度放缓, 至2018 年, 盐田约占滨海湿地面积的43%。养殖池在2000 年之后面积基本趋于稳定, 至2018 年, 养殖池面积约占滨海湿地面积的15%。

非湿地中, 农田自1990 年起不断向其余景观类型转化, 至2018 年, 农田面积约为2 410 km2。建设用地在2009 年之后面积陡增。

2.2 遥感影像分类结果精度评价

利用2016—2017 年100 个现场踏勘站位数据信息, 与2018 年遥感影响解译结果对比, 建立混淆矩阵对结果进行精度验证。验证结果显示: 2018 年莱州湾遥感影像目视解译总体精度为85%(表4), 满足中分辨率遥感影像精度使用要求[31-32]。

图2 1990 年莱州湾滨海湿地景观类型分布Fig. 2 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 1990

2.3 景观类型之间面积转移情况

图3 2000 年莱州湾滨海湿地景观类型分布Fig. 3 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2000

图4 2009 年莱州湾滨海湿地景观类型分布Fig. 4 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2009

图5 2018 年莱州湾滨海湿地景观类型分布Fig. 5 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2018

表3 1990—2018 年莱州湾滨海湿地景观类型及面积变化Tab. 3 Landscape types and area changes in the coastal wetlands of the Laizhou Bay from 1990 to 2018

由图2—图5 可知, 莱州湾天然滨海湿地中, 10 年间滩涂向农田和裸地转化最多, 转化面积分别达到约34 km2和29 km2(表5)。湿地植被主要分布在自然保护区和入海河流的两岸, 由于卤水开发和海水养殖的兴起及大规模开发, 湿地植被向养殖池和裸地转化明显。由于靠内陆部分灌溉农田的缘故, 约22 km2的农田转化为水域。在莱州湾南岸约30 km2的盐田转化为裸地, 用于建设用地的开发利用。此时间段内人们的主要经济来源依然是农业种植, 且养殖业和制盐业发展迅速。

2000—2009 年较前一阶段, 滩涂在莱州湾西岸向养殖池转化和南岸部分向盐田转化明显, 转化面积分别达到约47 km2和37 km2(表6)。养殖池向盐田转化显著, 主要是莱州湾南岸包括莱州市和昌邑市的北部地区等转移较多, 总转化面积约为122 km2。盐田向建设用地转化约76 km2。湿地植被除向裸地和建设用地转化外, 向其余几种景观类型转化并不明显, 可以看出继1990—2000 年阶段后, 湿地植被仍被持续的开发利用为人工湿地或非湿地类型。农田向建设用地转化最多, 转化面积约602 km2。

这一时期, 人类活动多种多样, 工业化进程的加快促使人类生产生活重心由农业向制盐业以及海水养殖转化, 滨海湿地生态环境也面临较大压力。

表4 2018 年莱州湾遥感影像目视解译与野外验证混淆矩阵Tab. 4 Visual interpretation and field-verification confusion matrix of the Laizhou Bay remote sensing image of 2018

表5 1990—2000 年莱州湾滨海湿地类型面积转移矩阵Tab. 5 Land-use transfer matrix of coastal wetlands in the Laizhou Bay from 1990 to 2000

表6 2000—2009 年莱州湾滨海湿地土地利用转移矩阵Tab. 6 Land-use transfer matrix of Laizhou Bay coastal wetlands from 2000 to 2009

2009—2018 年较上一阶段而言, 主要转移类型发生了改变。期间, 养殖池、盐田转出面积大于转入面积,其中分别向建设用地转化约12 km2和98 km2(表7),农田向建设用地转化最多, 转出面积约226 km2。约26 km2的水域、34 km2的农田和20 km2的滩涂向湿地植被转化, 而湿地植被本身又向养殖池、农田、水域和建设用地转化, 总体转出面积小于转入面积。湿地植被向滩涂转化约11 km2, 同时滩涂也向其余类型转化, 其中向水域和湿地植被转化最多, 转化面积约31.35 km2和20.31 km2, 滩涂总体转出面积大于转入面积。

表7 2009—2018 年莱州湾滨海湿地土地利用转移矩阵Tab. 7 Land-use transfer matrix of the Laizhou Bay coastal wetlands from 2009 to 2018

2.4 景观破碎化分析

斑块数量值得多少在反映景观异质性的同时,与破碎度也呈现了一定的相关性。各景观类型中除山体植被斑块数量基本不变之外, 其余景观类型均呈现不同程度的增加(图6), 且在2000—2009 年间达到最大增长速度。建设用地的斑块数远远高于其他景观类型(表8), 表明建设用地的景观破碎度较高。盐田和农田所占研究区面积较大而斑块数量并不是很多, 说明其中存在着大量的优势斑块, 这和图3 中的LPI 的分布情况以及滨海湿地的实际情况也比较吻合。

景观形状指数可以表示景观破碎化的程度, 研究区内各景观类型LSI 均有不同程度的增长, 但养殖池、盐田及山体植被变化幅度较小, 尤其是山体植被基本不变, 湿地植被、农田和建设用地变化较为剧烈, 景观形状指数增长幅度在40%以上。表明研究区内空间异质性和时间异质性加强，随着人类活动强度增加的影响其破碎化程度加大。2009 年以后,景观形状指数均有下降可能与建设用地的集聚效应有关。最大斑块指数可以简单地衡量景观优势度,农田最大斑块指数由1990 年约49%下降到2018 年的23%, 表明农田对莱州湾滨海湿地的组成影响程度降低, 建设用地LPI 增加较为明显表明城镇建设用地趋于集中化的变化趋势, 这与景观形状指数的结果吻合, 建设用地的PLAND 也从不足10%增长到25%左右。

2.5 景观格局变化原因分析

研究区景观格局变化是自然环境和人类活动两种因素共同干预的结果。自然环境对景观类型转变的影响是长期并且是较大范围内的，人类活动会使景观类型的转变更为彻底, 会使自然湿地向人工湿地和非湿地转化, 然而研究区内整体大范围的湿地格局变化并不大, 主要是小范围内的景观格局的改变, 因此, 人类活动对莱州湾滨海湿地的影响较大,为主要驱动力。下面分别对在莱州湾滨海湿地的西岸、南岸和东岸各取的部分典型变化区域进行分析。

图6 莱州湾滨海湿地不同景观类型的景观指数对比Fig. 6 The comparison of landscape index of the different landscapes of coastal wetlands in the Laizhou Bay

表8 莱州湾滨海湿地1990—2018 年景观类型指数表Tab. 8 Landscape-type index tables of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

黄河口及其他河流入海口处由于河口冲淤使滩涂面积不断增长, 但滩涂总体呈现减少趋势。1996 年黄河口改道是莱州湾西岸黄河口附近景观格局改变的自然驱动力之一[33], 改道之后, 黄河故道处来水来沙条件改变, 来沙量减少, 海岸侵蚀加快, 另外受气候变化影响, 黄河入海泥沙量呈阶梯状减少[34], 致使黄河故道处海岸线受侵蚀严重, 新黄河口处冲淤能力也逐步减弱。莱州湾西岸和南岸多为淤泥质海岸, 风暴潮也会对滩涂和堤坝造成一定的侵蚀[35]。此外, 自然干旱、水库引水供灌溉和城镇供水等造成许多河流时空分布不均匀也对黄河口附近景观格局改变产生了一定程度的驱动作用[36]。1990—2000 年滩涂和湿地植被主要转化区域为研究区北部黄河沿岸, 向水田(本文中水田也划为了农田类型)和未利用地转化, 转化面积均超过60 km2。老黄河口南部向陆一侧则主要是养殖池和盐田等人工湿地增加迅速, 2000—2009 年间滩涂、农田和裸地分别向人工湿地转化约84、118、140 km2。从图7 可以看出2000 年之前该区域以滩涂为主要景观类型, 2009 年时已被规划成养殖池以及少部分的盐田,至2018 年, 已规划但未投入使用的土地也投入使用, 且各类型之间界限分明。莱州湾西岸人工湿地中养殖池面积增加最多, 而养殖池总体面积增长不大而盐田增加迅速的主要原因是莱州湾南岸的养殖池和其他土地利用类型向盐田转化较多。除此之外, 降水量[37]和人为利用的双重影响以及近年来湿地保护政策的实施等原因都会引起莱州湾水域、湿地植被等面积的变化。

图7 1990—2018 年莱州湾滨海湿地西岸部分岸段景观变化Fig. 7 Landscape changes in the west bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

莱州湾南岸部分自1991 年山东省政府提出建设“海上山东”以来, 陆续实施“耕海牧渔”战略, 滩涂养殖发展迅速。另外从卤水中提取溴素所带来的丰厚经济利益极大的刺激了对莱州湾南岸卤水的开采,导致滨海湿地天然滩涂大面积消失转为贮存提溴的卤水的盐池[38]。从图8 中可以看出1990—2009 年在沿海滩涂建设了大量的盐场和养殖池, 本文统计盐田面积从1990年的476.2 km2到2009年增加至825.6 km2,增幅将近43%, 盐田面积增加位置主要位于莱州湾南岸, 从斑块数量上也可以看出该时间段内养殖池和盐田NP 增加明显。根据中国海洋统计年鉴, 2010 年以来山东省海上盐田和养殖池面积处于基本稳定状态,增长速率较前两个阶段显著下降, 表明莱州湾作为山东省的养殖和产盐基地, 其总体已趋于饱和, 而大量的建设用地需求逐步取代已废弃的盐田和养殖池。从表8 可知, 盐田面积从2009—2018 年增加了23.1 km2, 与前两个阶段相比增速大大下降, 而养殖池面积则减少了54.6 km2, 这与统计年鉴趋势基本相符。“潍坊海上新城”集约用海区的建设是莱州湾南岸建设用地增加的主要原因, 从莱州湾景观格局分布(图2—图5)和图8 中2018 年部分景观分布中可以看到, 白浪河两岸的农田大面积的转化为建设用地, 白浪河入海口两岸滩涂以及近岸海域被集中成片开发为建设用地和待利用地, 2009—2018 年盐田和农田分别向建设用地转化98 km2和226 km2, 其中盐田转化部分基本全处于莱州湾南岸, 可见集约用海区建设对该地区的景观格局产生了较大的影响。另外, 人口和社会经济发展作为持续不断的外界压力, 使得耕地及未利用土地不断向工业区及城镇用地转化, 道路、水利设施(沟渠)、居住地以及工业区的建设使得莱州湾南岸破碎化加重。造成莱州湾南岸滨海湿地景观格局变化的主要自然驱动力为海水入侵[39], 在其影响下, 南岸景观类型由海向陆大致为滩涂-养殖池-盐田-湿地植被-建设用地-农田, 且海水入侵对工农业生产, 生态环境以及植被演替等方面有很大影响[13]。

图8 1990—2018 年莱州湾滨海湿地南岸部分岸段景观变化Fig. 8 Landscape changes in the south bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

围海养殖以及填海造陆是莱州湾东岸沿岸景观格局变化的主要人工驱动力, 从图2—图5 的景观分布图中可以看到围海养殖主要集中在莱州市北部沿海, 从1993 年的海湾扇贝养殖业到2006 年之后“温室大棚+深井海水”工厂化养殖和池塘养殖模式[40],养殖业利用了大面积的潮上带土地; 填海造地主要发生在龙口湾附近, 尤其是2000 年之后, 填海造陆的规模不断扩大, 2010 年龙口人工岛群工程区域用海规划获得国家海洋局批复, 人工岛群的建设对于陆海统筹、集约用海等推进海洋文明建设有着极大的推动作用。集约用海区是在国家统一规划下, 对同一区域内多个围填海项目集中开发的用海方式。集中集约用海对推进海陆统筹区域经济一体化起到了显著作用, 是在“蓝色”环保理念之下的一种用海新模式。2009—2018 年, “龙口湾海洋装备制造业集聚区”和“莱州海洋新能源产业集聚区”等集约用海区的规划开发, 使生产活动的重心向制造业等偏移。莱州港和龙口港对莱州湾东岸的经济发展有着举足轻重的作用, 港城经济带动港口发展[41], 而近年来港口规模的扩大和集疏运体系的完善也反过来推动莱州市和龙口市经济快速发展。另外城镇化规模的扩大是莱州湾东岸景观格局变化的另一驱动力, 从不同年份之间景观格局分布(图2—图5)可以看出2000—2009 年莱州市城区、龙口东、西城区城镇规模增长较多, 该阶段农田向建设用地转移602 km2, 除少部分转移位于东营区、寒亭区和寿光市外, 其余大部分位于莱州湾东岸。从图9 可以看出1990—2018 年龙口港及西城区规模不断扩大, 原先零散分布的建设及居住用地逐渐趋于整合, 这与本文结果建设用地LPI 值增加的趋势也吻合。2018 年建设用地的最大斑块指数达到4.26%, 表明人类活动呈现出集聚效应。

图9 1990—2018 年莱州湾滨海湿地东岸龙口港景观变化Fig. 9 Landscape changes in the east bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

1990—2009 年间景观指数的增加表明莱州湾滨海湿地景观破碎化加重, 景观破碎化的增加主要是由于城市建设和盐田的发展, 破坏了景观斑块的完整性。2009 年之后各项景观指数不再增加且呈略微下降的趋势, 景观破碎趋势变缓可能跟城市化进程加快、集约用海区建设工业区、港口以及城镇居住地逐渐联合为一体有关。随着山东半岛蓝色经济区规划的出台, 4 个集中集约用海区位于莱州湾内，待其建成后，可以预见其能长期影响莱州湾附近海岸及其滨海湿地景观类型之间的相互转化。

3 结论

本研究以遥感图像为基础，通过目视解译等手段得到不同时期下莱州湾滨海湿地景观格局分布,并通过景观指数对研究区进行分析。有关结论如下:截至2018 年莱州湾滨海湿地面积总计约1 955 km2,其中天然滨海湿地面积约811 km2, 人工滨海湿地面积约1 143 km2。其近年来主要呈现天然滨海湿地减少，人工滨海湿地增加的总体趋势。自2009 年起，在人工滨海湿地中养殖池和盐田面积均接近饱和，且废弃的养殖池和盐田逐渐向建设用地转化, 农田向建设用地转化显著。莱州湾滨海湿地景观格局变化的自然驱动力主要为河口冲淤、海水入侵、气候变化等; 人工驱动力主要为围海养殖、盐田开发、城镇化建设以及集约用海区的规划开发等。1990—2018 年间莱州湾滨海湿地景观破碎化加重, 景观破碎化的增加主要是由于城市建设、港口码头、养殖业和盐业的发展, 破坏了景观斑块的完整性,2009 年之后由于人口和建设用地的集聚效应, 破碎趋势有所变缓。