人类活动对升金湖国家级自然保护区景观格局的影响

潘晨, 周立志,*, 王晓辉, 徐文彬, 宋昀微

人类活动对升金湖国家级自然保护区景观格局的影响

潘晨1,2, 周立志1,2,*, 王晓辉3, 徐文彬4, 宋昀微4

1. 安徽大学资源与环境工程学院, 合肥 230601 2. 湿地生态保护与修复安徽省重点实验室(安徽大学), 合肥 230601 3. 安徽省环境科学研究院, 合肥 230061 4. 安徽升金湖国家级自然保护区管理局, 池州 247230

自然保护地通常是重要的生态敏感区域, 具有十分重要的生态和社会经济价值, 因此维持自然状况, 避免人为干扰是日常管理的基本要求。借助遥感手段, 快速识别人为扰动引起的景观变化, 是加强保护地管理的有效手段。以升金湖国家级自然保护区为研究对象, 基于RS和GIS空间分析等技术方法, 利用人为干扰度模型, 并结合特定人类活动干扰类型的变化情况, 研究了1995、2006和2017年人类干扰强度时空分异特征以及对景观格局的影响。结果表明: 随着人类干扰活动增强, 升金湖自然保护区景观破碎化加剧, 相同区域间连通性减弱, 斑块的形状逐渐变得更加复杂和不规则, 景观多样性和空间异质性增加。1995—2017年升金湖自然保护区人为干扰度呈逐渐增加趋势, 从0.476上升到0.499, 但是后期(2006—2017年)的增长速度缓于前期(1995—2006年); 在空间上, 人为干扰度等级基本呈实验区>缓冲区>核心区的规律。自1995至2017年, 升金湖自然保护区总体以及各个功能分区的人类活动影响指数均不断增加, 在人类活动因子中, 农田所占面积最大, 占保护区总面积的40%左右, 而围网养殖的人类活动影响指数最高, 高达5.5×10-3。针对上述现象, 建议严格控制建筑用地, 加强林地保护; 大力推进“退养还湿”和“退耕还湿”; 开展生态补偿试点, 推进渔民转产和发展社区替代产业, 缓解自然保护区的压力。

升金湖国家级自然保护区; 景观格局; 人为干扰度; 人类活动影响指数

0 前言

自然保护地往往是自然资源, 特别是生物多样性较为丰富的区域, 生态系统的组成成分与结构极为复杂, 类型复杂多样, 具有较高的科学价值, 在资源利用、旅游、教育等多方面具重大意义, 因此要求其保持较高的自然状态, 避免人为干扰。但随着人口不断增长和城镇化进程加快, 自然保护地的发展与日益频繁的人类活动之间的矛盾愈发激烈, 保护地内生态环境恶化同时景观格局发生变化[1–4]。因此, 辨识、量化人类干扰活动空间分布及其强度, 对于缓解自然保护地经济发展与环境保护之间的矛盾具有重要意义[5]。

目前, 国内外已有学者引用基于景观类型的人为干扰度模型[6]对自然保护地人类干扰进行空间化和半定量化研究[7–10]; 也有学者分别从土地利用[11]、道路建设[12]、森林砍伐[13]、围网养殖[14]等特定角度研究自然保护地内人为干扰影响。两种研究思路各有优势, 前者间接反映人类活动强度, 适宜景观、区域尺度的快速评价研究; 后者直接揭示人类活动范围和强度, 研究较为深入, 但往往比较片面化。若将二者结合, 将有助于全面、客观地揭示多种人类活动对自然保护地生态系统和景观变化的综合影响[15]。

鉴于此, 本研究以安徽升金湖国家级自然保护区(以下简称升金湖保护区)这一重要的自然保护地为研究对象, 在RS和GIS空间分析等技术手段的支持下, 利用人为干扰度模型, 并结合特定人类活动干扰类型的变化情况, 从区域和局地两个尺度定量研究人类干扰强度时空分异特征以及对景观格局的影响, 以期为升金湖保护区人类活动调控与生态保护管理提供决策支持。

1 研究区域概况

升金湖保护区位于安徽南部池州市境内, 东至县与贵池区交界处(116°55′—117°15′E, 30°15′—30° 30′N), 濒临长江中下游南岸, 为长江中下游具有代表性的浅水通江湖泊。1986年安徽省政府批准建立升金湖水禽自然保护区, 1997年获批建立国家级自然保护区。保护区总面积为33340 hm-2, 其中核心区10150 hm-2, 缓冲区10300 hm-2, 实验区12890 hm-2[16]。2015年列入国际重要湿地名录。升金湖是目前安徽省唯一的一处国际重要湿地, 唯一一处以保护湿地生态系统和珍稀水禽为目标的国家级自然保护区(地理位置及功能区划见图1)。

升金湖保护区总人口约7万人, 其中缓冲区约2万人, 实验区约5万人, 主要分布在保护区西部和北部的平原地区。升金湖保护区核心区以湖区平水位的水面为主, 相当一段时间内, 大部分水面用于围网养殖, 缓冲区和实验区多为农田和林地, 保护区内土地利用模式以农业种植、渔业养殖和畜禽养殖为主。长期的人类活动对保护区产生不同程度的干扰, 导致保护区内湖泊生境破碎化, 景观格局发生明显变化。

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

考虑到数据的可获取性以及遥感影像的季相一致性, 选取了1995、2006和2017年12月云量覆盖少, 物候特征明显的遥感影像图, 获取方式为中国地理空间数据云和美国地质调查局USGS网站。详细信息见表1。

图1 升金湖自然保护区地理位置及功能区划图

Figure 1 Geographical location and functional area map of Shengjin Lake Nature Reserve

使用ENVI 5.3对所有遥感影像进行图像融合、辐射定标和大气校正等预处理, 并结合升金湖自然保护区矢量边界数据进行裁剪, 获得1995、2006和2017年同期基础影像。参照相关标准以及升金湖保护区景观特点和研究目的, 在2018年对升金湖保护区进行了广泛的实地调查基础上, 确立景观分类体系。利用支持向量机法对图像进行监督分类, 并对其整体精确度进行评估, 得到三期数据分类精度均达到90%以上, 满足研究要求[5]。使用ArcGIS 10.3对解译图像进行矢量化处理, 绘制三个目标年份的景观类型图, 并计算各景观类型的面积。通过目视解译方法提取人类活动干扰分布范围, 将人类活动干扰图层和保护区功能分区图层进行空间叠加, 计算人类活动在自然保护区核心区、缓冲区及实验区的面积。

表1 研究所选取的遥感影像信息一览表

2.2 景观格局指数计算

景观格局指数是景观格局信息的抽象表达, 反映景观结构组成和空间配置, 利用其可以进一步定量描述景观结构特征随时间的变化情况[17]。在前人研究的基础上结合升金湖自然保护区结构特点, 在景观层面选取平均斑块面积(AREA_MN)、聚集度指数(AI)、斑块内聚力指数(COHESION)、平均斑块分维数(FRAC_MN)和香农多样性指数(SHDI)。其中AREA_MN是景观破碎化程度的一个重要指标, 数值越小表示破碎化程度越高; AI和COHESION是用于表征聚集度和连通性的指标[18], 数值越大, 聚集度越高, 连通性越好; FRAC_MN是斑块形状复杂程度的定量表达, 数值越接近1, 斑块形状就越简单、越规则; SHDI是用于描述景观斑块多样性和复杂性的指标[19], 数值越大, 不同斑块类型数量越大, 或者斑块类型之间面积的比例分布变得更加均匀。指数计算借助Fragstats 4.2完成。

2.3 人类活动干扰强度评估方法

本研究采用基于景观类型的人为干扰度和人类活动影响指数两个指标来量化评估研究区域的人类活动干扰强度。其中人为干扰度的计算需先使用ArcGIS 10.3软件中“Create fishnet”功能模块生成研究区域的网格(为1 km×1 km网格), 然后采用Kring插值将人为干扰度赋予网格中心点形成空间点集。为了更加清晰的实现对人为干扰度的定量描述, 我们将人为干扰度从低到高分成六个等级, 并统计三个目标年份不同等级人为干扰所占网格的比例。人为干扰度计算方程为:

式中:为某个网格的人为干扰度,A为第类景观类型的面积,为网格单元的总面积,C为第类景观类型的人为干扰度系数(取值范围在0—1之间, 数字越大代表人为干扰越强), 参照已有研究的基础上并结合 Delphi 法确定[6,9–10]。不同景观类型的干扰度系数见表2。

人类活动影响指数评价模型参照于《自然保护区人类活动遥感监测技术指南(试行)》, 公式如下:

式中:为自然保护区人类活动影响指数,x为人类活动类型的面积,为自然保护区的总面积。a为功能区对自然保护区的权重, 该权重根据每一类人类活动斑块所在的功能区来确定(核心区a=0.6, 缓冲区a=0.3, 实验区a=0.1),b为人类活动对自然保护区权重, 该权重根据不同人类活动类型对自然保护区的影响程度来确定(表3)。

3 结果与分析

3.1 景观格局变化特征

升金湖保护区主要景观类型为农田和水域, 占表2 升金湖自然保护区景观类型与人为干扰度系数总面积的60%以上; 林地、泥滩和草滩面积相对较小, 覆盖率在4%—17%左右; 居民点和道路的面积最小, 从1995年0.85%上升到2017年4.51%。1995—2017年, 研究区景观类型变化主要体现在居民点和道路的扩张, 以及水域的减少和泥滩的增多(图2, 表4)。

Table 2 Hemeroby index of different landscape types in Shengjin Lake Nature Reserve

表3 升金湖自然保护区人类活动类型及其影响权重

1995—2017年AREA_MN持续下降, 这说明在此期间升金湖保护区景观破碎化加剧, 也表明由于人类干扰活动加剧, 一些较大的景观斑块逐渐被分割成小块; AI和COHESION也呈下降趋势, 说明景观类型相同区域间连通性减弱, 景观类型相同斑块间物种、物质、能量的交换受到一定程度阻碍; FRAC_MN、SHDI小幅上升, 说明景观斑块的形状逐渐变得更加复杂和不规则, 景观斑块多样性越来越高(表5)。

图2 1995年、2006年和2017年升金湖自然保护区景观类型图

Figure 2 Landscape type map of Shengjin Lake Nature Reserve in 1995, 2006 and 2017

表4 1995—2017年升金湖自然保护区不同景观类型的面积及其百分比

3.2 人为干扰度的时空变化

3.2.1 人为干扰度时间变化

由表6可知, 1995、2006和2017年升金湖保护区的平均人为干扰度分别为0.476、0.497、0.499, 总体为Ⅲ级。人为干扰度的值呈上升趋势, 说明随时间推移, 研究区域人为干扰越来越强烈, 但是后期(2006—2017年)的人为干扰增长速度明显缓于前期(1995—2006年)。

从人为干扰不同等级网格所占比例来看, 1995—2017年, 人为干扰等级Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ和Ⅴ所占网格有所减少, 而等级Ⅰ和Ⅵ所占网格有所增加。其中, Ⅱ级网格先减(3.13%)后增(2.56%), Ⅲ、Ⅳ级网格均小幅下降4.56%, Ⅴ级网格下降幅度最大(11.39%); 同时, Ⅰ级网格从1995年到2017年小幅度增长4.56%, Ⅵ级网格则大幅度增长16.52%。

表5 1995—2017年升金湖自然保护区景观格局指数

表6 1995—2017年升金湖自然保护区人为干扰等级的统计

3.2.2 人为干扰度空间差异

由于人类活动影响体现在不同的景观中, 人为干扰表现出一定的空间差异性, 而1995—2017年人为干扰空间差异显著(图3)。具体而言, 三个目标年核心区、缓冲区和实验区的人为干扰等级基本呈逐步上升的趋势。1995年实验区北部部分区域人为干扰等级较高, 达到Ⅴ等级; 2006年, 缓冲区南部的人为干扰等级由Ⅲ、Ⅳ上升到Ⅳ、Ⅴ等级, 实验区北部和西部地区人为干扰等级由Ⅳ、Ⅴ上升到Ⅴ、Ⅵ等级, 均明显提高; 2017年, 实验区北部与西部人为干扰Ⅵ等级区域进一步扩大, 但上湖周边缓冲区南部与实验区中部人为干扰等级有所下降。

3.3 人类活动类型的分布变化

3.3.1 人类活动面积变化

根据升金湖保护区人类活动分布范围绘制出三个目标年份的人类活动类型分布图(图4), 并计算各种人类活动类型在不同功能分区的面积(表7)。

从图4中可以看出, 1995年升金湖保护区人类活动类型较少, 仅有农田以及小部分人工塘、居民点和道路, 多分布于实验区和缓冲区。2006年保护区出现大面积围网养殖, 居民点和道路也有明显的增多。2017年各种人类活动分布范围进一步扩大, 缓冲区南部出现大面积人工塘, 并在核心区周边出现多处较为集中的森林砍伐。

从表7中可以看出, 在三个目标年份中, 农田是影响升金湖保护区最突出的人类活动因子, 其面积占保护区总面积的40%左右; 其次为围网养殖, 在2006年和2017年达到保护区总面积的15%左右, 其余各种人类活动面积均不到4%。2017年新增的森林砍伐面积占保护区总面积的0.3%。从各功能分区来看, 核心区内除2006年和2017年围网养殖所占面积达到11%左右, 其余各种人类活动面积之和不足3%; 缓冲区内三个年份人类活动面积占比分别为9.8%、13.5%和15.7%; 实验区内占比分别为30.4%、29.8%和31.3%。总体来说实验区人类活动所占面积远远大于其他功能分区, 且存在实验区>缓冲区>核心区的规律。

图3 1995年、2006年和2017年升金湖自然保护区人为干扰分布图

Figure 3 Distribution of human disturbances in Shengjin Lake Nature Reserve in 1995, 2006 and 2017

图4 1995年、2006年和2017年升金湖自然保护区人类活动类型分布图

Figure 4 Distribution of human activity types in Shengjinhu Nature Reserve in 1995, 2006 and 2017

表7 1995、2006和2017年各个功能区不同人类活动类型的面积(hm-2)

3.3.2 人类活动影响指数变化

通过模型计算, 得到三个目标年份各个功能区不同类型的人类活动影响指数(表8)。结果表明, 2006年和2017年围网养殖的人类活动影响指数最高, 分别为5.3673×10-3和5.5078×10-3; 其次为农田, 人类活动影响指数在1.4×10-3左右; 其余类型的人类活动影响指数均不足2.0×10-4。从各功能分区来看, 核心区内围网养殖的影响指数远大于缓冲区和实验区, 缓冲区内2017年的人工塘人类活动影响指数较高, 其余无明显变化规律。除围网养殖和人工塘外, 其余各种类型的人类活动影响指数基本呈现实验区>缓冲区>核心区的规律。

对三个目标年份的人类活动影响指数进一步统计, 得到升金湖保护区1995年、2006年和2017年人类活动影响指数分别为1.4741×10-3、6.9105×10-3和7.3045×10-3, 并绘制出人类活动影响指数变化趋势图(图5)。由图可知, 从1995年到2017年, 随着年份的增长, 升金湖保护区总体以及各个功能分区的人类活动影响指数均不断增加。其中核心区影响指数在2006年增加尤为明显, 缓冲区和实验区的增长趋势则较为缓慢。从功能分区来看, 1995年核心区的人类活动影响指数最小, 但2006年和2017年, 核心区的影响指数远大于缓冲区和实验区。

表8 1995、2006和2017年各个功能区不同类型的人类活动影响指数(10-4)

图5 1995、2006和2017年升金湖自然保护区人类活动影响指数变化趋势

Figure 5 Trends of human index in Shengjin Lake Nature Reserve in 1995, 2006 and 2017

4 讨论

本研究利用人为干扰度模型来反映区域尺度上人类活动对景观格局的影响程度。在3个目标年中(1995年、2006年、2017年), 研究区域内人为干扰等级均为Ⅲ级, 且数值呈上升趋势, 说明1995—2017年升金湖保护区景观格局受人类活动影响较强, 人为干扰强度逐渐增大。然而, 由于开发活动和区域发展政策的不同, 人为干扰程度在不同时期又有所不同。早期(1995—2006年), 为了满足人口增长和经济发展的需要, 对研究区域进行了不可持续的大规模土地资源开发利用, 一些自然景观受到人类密集活动的干扰[5]。随着保护区西边界G206国道、北边界318国道和乡村道路的修建, 周边居民点逐渐增多, 保护区的人为干扰有所加重。人为干扰程度较高的区域主要分布在人口密度高、经济活动活跃的实验区, 这与王有兵、郭少壮、张丽芳等人的研究结果类似[20–22]。后期(2006—2017年), 尽管升金湖保护区农业主导作用减弱, 农田面积略有减少, 但在此期间随着保护区北端界沪渝高速G50的建成, 城镇化进程加速, 居民点大幅扩张。因此, 2006—2017年人为干扰强度仍持续增加, 其中在实验区北部和西部增加尤为明显。在2016年10月, 池州市东至县出台了《升金湖湿地生态效益补偿工作实施意见》, 正式实行“退耕还湿”。在上湖周边的部分圩口蓄水种植芡实、菰、莲、水芹等水生植被, 将原先圩口内农田类型转变成水域, 降低了缓冲区南部和实验区中部人为干扰的等级, 但人工种植过程中要控制施肥和农药施用, 避免引起水体污染。

升金湖保护区第一产业以农业为主, 因此农田所占面积最大, 约为保护区总面积的40%, 其中湖区周边圩口内农田为上世纪六七十年代围湖造田所形成。升金湖不仅农业发达, 渔业规模也很大。自黄湓闸建立以后, 长江鱼类回游受阻, 年鱼产量急剧下降, 渔民为增加经济收入, 自1995年后开展高密度人工养殖, 先后在升金湖建设数百道围网[23], 导致2006年和2017年围网养殖基本覆盖整个中下湖。围网将天然湖泊划分为离散的部分, 阻碍了湖泊生境的连通性, 造成生境破碎化, 继而引发一系列生态环境问题和景观格局变化[24]。2017年保护区内出现了部分面积的森林砍伐, 其中上湖周边实验区内林地于2015年爆发松材线虫病, 大面积马尾松死亡, 故将其砍伐[23]; 下湖周边缓冲区内的森林砍伐则是2014年进行的油茶田改造工程所致。虽然砍伐的面积所占比例较小, 但临近湖区, 导致水土流失加剧, 促进了升金湖泥沙淤积, 湖床抬高[25–26], 这也印证了2017年水域面积的大幅度减少和泥滩面积的增多。2006—2017年缓冲区南部出现了大面积的人工塘, 这与2016年实行“退耕还湿”后, 保护区内开展水生植被恢复工程有关。从人类活动影响指数的结果来看, 1995—2017年, 随着各种人类活动类型的增多以及分布范围的扩大, 升金湖保护区总体以及各个功能分区的人类活动影响指数均不断增加。其中指数增长幅度最大的为核心区, 缓冲区与实验区指数增长幅度较小, 这一研究结果与王有兵的结果基本一致[20]。核心区指数增长幅度较大, 主要还是受围网养殖的影响。

人为干扰度指标可以直接用于评价区域内景观类型受到人为干扰活动的影响强度[27–28]; 人类活动影响指数则从局地尺度直观反映了保护区内人类活动的范围和强度。两个指标互为补充, 互相印证, 提供了一种综合性描述人类干扰活动变化的时空分析方法, 为全面揭示人类干扰活动的影响程度和范围提供了很好的思路。

5 建议

升金湖保护区1995—2017年人类活动强度逐渐加大, 保护区的生态环境以及景观格局的整体性受到较大的影响。为了加强保护区管理, 提升保护功能, 提高国际重要湿地的《湿地公约》履约能力, 建议采取以下措施:

(1)严格保护, 严禁开发, 实现人口有序转移, 减轻保护区压力。结合安徽省生态红线与主体功能区规划等政策文件, 将升金湖国家级自然保护区划分为禁止开发区域(此处禁止开发特指禁止大规模高强度工业化和城镇化开发)。保护区应制定并实施不同主体功能区的人均建设用地面积、人均城镇用地面积标准和积极的人口退出政策, 按先核心区后缓冲区、实验区的顺序, 逐步转移人口。在不影响保护区保护对象和功能的前提下, 允许适度规模的人口居住及适度的符合保护区规划的农牧业活动。

(2)优化土地利用布局, 提高生态环境质量。在保护区内需增强对林地的保护, 不得乱砍乱伐, 必要时应采取人工造林措施。建议保护区与自然资源、农业农村部门沟通, 将已纳入基本农田范围的低产田调整为一般耕地, 并在非基本农田区域开展退耕还湿, 增加天然湿地面积。在保护区范围内制定合理的土地开发利用方案, 控制建设用地扩张的速度, 确保社会发展与环境相协调。

(3)实施生态恢复工程, 提高生态修复能力。拆除升金湖保护区中所有围网、围栏, 并长久保护湖泊区域不再遭受围网养殖的侵蚀。继续开展保护区内各圩口水生植被恢复工程, 逐步恢复原生态湖泊生境, 但仍需注意在工程实施过程中, 将人类活动对生态环境的影响降到最低。针对保护区水土流失严重和水质逐渐恶化, 建议全面开展水土保持工程, 清淤清砂, 疏通河道, 以逐步提高生态系统的自我修复能力。

(4)加强生态补偿与保护宣传工作, 提高居民保护意识。保护区内应加强生态补偿的试点和推广, 完善生态补偿机制, 对当地农户给予一定经济补偿, 调动其参与自然保护的积极性。目前升金湖的保护管理已有明确权属, 但保护升金湖, 不仅要靠当地管理局和各个保护站点的努力, 更重要的是调动当地居民的力量, 因此需要加强对生态环境保护的宣传工作, 多组织湿地保护宣传、鸟类知识普及等活动, 提升当地居民的环境保护意识。

[1] 韩大勇, 杨永兴, 杨杨. 湿地退化研究进展[J]. 生态学报, 2012, 32(4): 1293–1307.

[2] 田贵全, 刘强, 孔梅, 等. 山东省自然保护区建设状况调查[J]. 环境科学与技术, 2014, 37(S1): 431–435.

[3] 王茜茜, 葛继稳, 李炜, 等. 湖北省自然保护区建设现状及空缺分析[J]. 环境科学与技术, 2010, 33(4): 190– 195.

[4] 张洪云, 臧淑英, 张玉红, 等. 人类土地利用活动对自然保护区影响研究: 以黑龙江省为例[J]. 环境科学与技术, 2015, 38(11): 271–276.

[5] ZHOU Yunkai, NING Lixin, BAI Xiuling. Spatial and temporal changes of human disturbances and their effects on landscape patterns in the Jiangsu coastal zone, China[J]. Ecological Indicators, 2018, 93(1): 111–122.

[6] 陈鹏, 傅世锋, 文超祥, 等. 1989—2010年间厦门湾滨海湿地人为干扰影响评价及景观响应[J]. 应用海洋学学报, 2014, 33(2): 167–174.

[7] 张月, 张飞, 王娟, 等. 近40年艾比湖湿地自然保护区生态干扰度时空动态及景观格局变化[J]. 生态学报, 2017, 37(21): 7082–7097.

[8] 刘吉平, 董春月, 盛连喜, 等. 1955—2010年小三江平原沼泽湿地景观格局变化及其对人为干扰的响应[J]. 地理科学, 2016, 36(6): 879–887.

[9] 肖翠, 解雪峰, 吴涛, 等. 浙江西门岛湿地景观格局与人为干扰度动态变化[J]. 应用生态学报, 2014, 25(11): 3255–3262.

[10] 孙永光, 赵冬至, 吴涛, 等. 河口湿地人为干扰度时空动态及景观响应—以大洋河口为例[J]. 生态学报, 2012, 32(12): 3645–3655.

[11] 张荣群, 乔月霞, 刘欢. 湿地景观演变与土地利用强度变化的响应关系—以银川平原为例[J]. 测绘科学, 2015, 40(10): 54–59.

[12] 衷平, 杨志峰, 崔保山, 等. 公路对湿地的生态效应及其反馈的研究进展[J]. 湿地科学, 2009, 7(1): 89–98.

[13] 王铁军. 近代以来东北地区森林砍伐对生态环境的影响简析[J]. 社会科学辑刊, 2013(6): 163–166.

[14] 范亚民, 李海宇, 何华春, 等. 近30年来太湖围湖利用及东太湖网围养殖动态变化研究[J]. 长江流域资源与环境, 2012, 21(S2): 121–126.

[15] 刘佳琦, 栗云召, 宗敏, 等. 黄河三角洲人类干扰活动强度变化及其景观格局响应[J]. 地球信息科学学报, 2018, 20(8): 1102–1110.

[16] PENG Liang, DONG Bin, WANG Peng, et al. Research on ecological risk assessment in land model of Shengjin Lake in Anhui province,China[J]. Environmental geochemistry and health, 2019, 41(6): 2665–2679.

[17] YANG Xin, ZHENG Xinqi, CHEN Rui. A land use change model: Integrating landscape pattern indexes and Markov- CA[J]. Ecological Modelling, 2014, 283(1): 1–7.

[18] BAILEY D, HERZOG F, AUGENSTEIN I, et al. Thematic resolution matters: Indicators of landscape pattern for European agroecosystems[J]. Ecological Indicators, 2007, 7(3): 692–709.

[19] FRANK S, FURST, CHRISTINE, et al. Assessment of landscape aesthetics—Validation of a landscape metrics- based assessment by visual estimation of the scenic beauty[J]. Ecological Indicators, 2013, 32(1): 222–231.

[20] 王有兵, 刘起斌, 廖聪宇, 等. 白马雪山国家级自然保护区德钦分局人为干扰度动态研究[J]. 林业调查规划, 2018, 43(2): 104–108.

[21] 郭少壮, 白红英, 孟清, 等. 1980—2015年秦岭地区景观格局变化及其对人为干扰的响应[J]. 应用生态学报, 2018, 29(12): 4080–4088.

[22] 张丽芳, 廖雨, 杨存建, 等. 基于景观安全格局理论的寿城自然保护区人类活动用地评价[J]. 水土保持通报, 2019, 39(3): 217–222.

[23] 宋昀微. 升金湖湿地景观和农业活动对越冬水鸟群落结构的影响[D]. 合肥: 安徽大学, 2019.

[24] JIANG Zhongguan, WANG Chao, ZHOU Lizhi, et al. Impacts of pen culure on alpha and beta diversity of fish communities in a large foodplain lake along the Yangtze River[J]. Fisheries Research, 2019, 210(1): 41–49.

[25] 刘同庆, 陈有明, 杨则东, 等. 长江中下游流域水土流失特征及相关地质因子分析[J]. 国土资源遥感, 2010, 22(S1): 140–143.

[26] 史鹏韬, 刘子琦, 李开萍. 贵州省水土流失时空变化特征[J]. 地球与环境, 2019, 47(5): 586–593.

[27] 刘慧明, 刘晓曼, 李静, 等. 生物多样性保护优先区人类干扰遥感监测与评价方法[J]. 地球信息科学学报, 2016, 18(8): 1103–1109.

[28] 刘富强, 吴涛, 蒋国俊, 等. 海岸线与海岸景观格局对人为干扰度的动态响应—以营口市南部海岸为例[J]. 生态学报, 2017, 37(22): 7427–7437.

Impact of artificial activities on the landscape patterns in Shengjin Lake National Nature Reserve

PAN Chen1,2, ZHOU Lizhi1,2,*, WANG Xiaohui3, XU Wenbin4, SONG Yunwei4

1. School of Resources and Environmental Engineering, Anhui University, Hefei 230601, China 2. Anhui Province Key Laboratory of Wetland Ecosystem Protection and Restoration(Anhui University), Hefei 230601, China3. Anhui Institute of Environmental Science, Hefei 230061, China 4. Buearu of Anhui Shengjin Lake National Nature Reserve, Chizhou 247230, China

Nature reserve is usually an important ecological sensitive area with great importance of ecological and socio-economic value. Therefore, it is basic requirements for daily management of natural reserve to maintain natural conditions and avoid human interference. Using remote sensing to quickly identify landscape changes resulting in human disturbances is an effective way to strengthen reserve management. In this study, we took Shengjin Lake National Nature Reserve as research unit, based on spatial analysis of RS and GIS, using hemeroby index model, combining with the change of the specific human activity interference type. The temporal and spatial differentiation characteristics of human disturbance intensity in 1995, 2006 and 2017 and their effects on landscape pattern were quantitatively studied. The results showed that landscape fragmentation was intensified with increase of human disturbance activity, the connectivity between the same areas was weakened, and the shape of the patches gradually became more complicated and irregular; the landscape diversity and space heterogeneity increased. In 1995-2017, the hemeroby index in Shengjin Lake Nature Reserve increased gradually from 0.476 to 0.499, but the growth rate in the later period (2006-2017) was slower than that in the previous period (1995-2006). In terms of space, the level of hemeroby index was basically in the experimental area>buffer>core area. From 1995 to 2017, the human index in whole nature reserve and individual functional area was increased. Among human activity factors, farmland accounted for the largest area, about 40%of the total area of reserve, but the human index of the pen culture was the highest, as high as 5.5×10-3. In view of the above-mentioned phenomena, it is recommended to strictly control the construction land and strengthen the protection of forest land, vigorously promoting the returning aquaculture land to wetland and returning farmland to wetland, carrying out ecological compensation, promoting transferringfishermen's job and developing substituted industries, and alleviating the pressure on nature reserves.

Shengjin Lake National Nature Reserve; landscape pattern; hemeroby index; human index

10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.02.015

X37

A

1008-8873(2021)02-116-08

2019-12-14;

2020-02-22基金项目:国家自然科学基金项目( 31772485, 31472020)

潘晨(1995—), 女, 安徽六安人, 硕士, 主要从事环境生态与资源管理研究, E-mail: 1339587845@qq.com

周立志, 男, 博士, 教授, 主要从事水鸟与湿地生态学和环境生态与资源管理研究, E-mail: zhoulz@ahu.edu.cn

潘晨, 周立志, 王晓辉,等. 人类活动对升金湖国家级自然保护区景观格局的影响[J]. 生态科学, 2021, 40(2): 116–124.

PAN Chen, ZHOU Lizhi, WANG Xiaohui, et al. Impact of artificial activities on the landscape patterns in Shengjin Lake National Nature Reserve[J]. Ecological Science, 2021, 40(2): 116–124.