基于土地利用的杭州湾滨海湿地景观生态风险评价

阳紫怡，罗 松，吴天振，赵欣冉，李 楠,4

(1. 滁州学院地理信息与旅游学院，安徽 滁州 239000； 2. 福建师范大学地理科学学院，福建 福州 350007；3. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室，福建 福州 350007； 4. 实景地理环境安徽省重点实验室，安徽 滁州 239000)

滨海湿地是具有巨大生态价值和经济价值，并兼具海陆双重特征的一种复杂而脆弱的生态系统.滨海湿地在物质生产、土壤保持、促淤造陆和生物多样性保护等方面都发挥着不可替代的作用，对当地生态平衡的维持及区域可持续发展具有重要意义.近几十年来，滨海湿地一直受到自然和人类活动的影响，正面临着过度围垦、面积萎缩、资源衰减等诸多问题[1-2]，给区域生态平衡造成潜在威胁.生态风险是指在外界因素相互影响下生态环境产生不良效应的生态过程[3].景观生态风险评价是生态风险评价在区域尺度研究形成的一个重要分支，对滨海湿地进行景观生态风险评价，以景观生态学为依托，以滨海湿地景观类型与格局为受体，定量分析滨海湿地景观格局的时空分异与空间风险分布特征[4].这能为现阶段的湿地管理与相关政策制定提供重要依据，对湿地生态的保护与修复具有重要意义[5].湿地生态风险评价已成为当前湿地生态系统综合评估问题的研究热点之一.

杭州湾滨海湿地作为中国南北滨海湿地的分界点，是重要的区域生态安全屏障[6].然而，该区域经济高速发展，对滨海湿地的干扰程度不断增强，生物多样性降低，滨海湿地生态价值减弱，威胁当地生态安全[7].近年来，对杭州湾滨海湿地的研究日益增多，穆亚南[8]、程乾[9]、陈金凤[10]等使用遥感影像提取杭州湾滨海湿地的植被信息；江彬彬[11]、程乾[12]等对杭州湾悬浮泥沙进行了遥感反演；宁潇等[13]对杭州湾滨海湿地生态服务价值进行了估算；邵学新等[14-15]对杭州湾湿地植物土壤吸附性、碳氮磷储量进行了研究；张国钢[16]、徐益力[17]等对杭州湾湿地鸟类资源进行了调查研究，但对杭州湾滨海湿地在整体土地利用上的景观生态风险评价仍然缺乏研究.因此本文利用1995年、2000年、2005年、2010年、2015年的5期遥感数据，基于景观生态学知识构建景观生态风险评价模型，对生态风险时空分异规律进行定量分析，从而为湿地景观格局的优化、开发利用和湿地恢复与保护机制的构建提供重要的科学依据.

1 研究区概况与研究方法

1.1 研究区概况

杭州湾位于浙江省东北部(图1)，由于钱塘江水流入海形成的喇叭状河口，为世界著名的强潮型河口湾.南岸则是淤涨型岸滩，研究区位于121°4′—121°39′E，30°4′—30°31′N之间，属亚热带海洋性季风气候区，四季分明，年平均气温在15.7—15.9℃，年平均降水量为988.1—1197.2 mm[16].杭州湾滨海湿地作为当地生态安全屏障，在调节区域气候、涵养水源、维持生物多样性等方面起重要作用[17].受入海口三角洲的影响，海岸带区域淤积了大量泥沙，形成淤泥质海滩，海滩蕴藏丰富资源，对于农业、渔业等都具有极高的经济价值.但由于长期不合理开发，区域内湿地资源减少、生态破坏严重、水体富营养化等问题突出.

图1 研究区位置示意图Fig.1 Location of the study area

1.2 数据来源及处理

本研究从美国地质调查网站(http://earthexplorer.usgs.gov/)获取1995年、2000年、2005年、2010年和2015年5—10月无云的Landsat TM/OLI系列影像，使用ENVI 5.3软件进行辐射定标、大气校正、几何校正、图像剪裁等数据预处理.结合野外实地调查的结果并依据国家标准《土地利用现状分类》(GBT 21010-2017)，将研究区滨海湿地景观类型划分为耕地、林地、草地、水域、建设用地、未利用地6种类型.

基于对研究区典型植被的物候、分布及光谱特征进行分析，总结专家观点，使用规则树分类方法提取湿地信息，得到5期的研究区土地利用空间分布图[18-19].基于野外调查及历史资料进行结果验证，分类精度达85%以上，符合制图及动态监测要求.

1.3 研究方法

1.3.1 动态度模型

土地利用动态度能够定量反映土地年际动态变化速率，通过统计各类型湿地在各时期的面积，计算5个时间段各类型湿地动态度，分析湿地面积变化，公式如下：

(1)

式中：Ax和Ay分别是湿地在前一期和后一期的面积，T为两期之间的时间，Lc是湿地动态度[20].

1.3.2 生态风险评价模型构建

在ArcGIS中依据斑块平均面积的2—5倍原则[3]，并结合实地景观格局特征将研究区划分为2 km×2 km的单元格，共划分有效单元格469个.将分类结果与格网叠加分析，计算生态风险指数并将其赋给样区中心点作为插值分析的样本.

景观格局指数是景观布局信息的高度浓缩，能够利用单一或若干指数相结合分析景观空间结构及演变特征，本文参考相关研究成果[21-22]，选取景观破碎度指数(Ci)、景观分离度指数(Ni)、景观优势度指数(Di)、景观干扰度指数(Si)、景观脆弱度指数(Fi)、景观损失度指数(Ri)6类指数(表1)，构建生态风险指数计算模型，并基于ENVI 5.3遥感解译的数据，使用AcrGIS 10.2和Fragstat 4.2软件进行计算分析.

表1 景观格局指数计算方法Tab.1 Calculation method of landscape pattern index

根据损失度指数和景观面积构建景观生态风险评价指数[23]，计算公式为：

(2)

式中：ERIk是第k个风险小区的风险指数；n是土地利用类型数量；Aki是第k个风险小区中各土地利用类型i的面积；Ak是第k个风险小区面积[23].

1.3.3 空间分析

本文基于生态风险指数在ArcGIS中进行克里金插值并通过拟合得到杭州湾滨海湿地生态风险分布图，同时，采用空间自相关分析探讨湿地生态风险的空间分布相关性.空间自相关揭示的是某种变量在空间上的相互依存程度[24]，研究利用软件GeoDa与ArcGIS，选取全局空间自相关指数Moran’s I与局部空间自相关指标LISA对生态风险空间分异特征进行评估.

Moran’s I指数数值在[-1,1]，主要反映数据在空间邻近单元某种属性的相似程度，绝对值越接近1则相关性越强，离1越远则随机性越强[25]，计算公式为：

(3)

由于Moran’s I指数只能在整体上反映生态风险指数的分布情况，所以需结合LISA指数进一步分析局部风险指数的聚集状况，并识别局部空间的异常特性，其计算公式为：

(4)

2 结果分析

2.1 土地利用变化分析

1995年至2015年间，杭州湾滨海湿地土地利用类型结构以不同的速度发生了明显变化(表2、表3).整体上，杭州湾滨海湿地景观类型以水域为主，1995年水域覆盖度达全区面积的45.44%，20年间以越来越快的速度持续减少，总面积由743.83 km2下降至547 km2.耕地面积次之，整体面积逐渐减少，20年间减少量为119.24 km2，在2010年后减少速度放缓至0.28%.林地面积与变化速度总体保持稳定，面积占比平均维持在9.45%左右.草地面积整体呈先增加后减少的趋势，1995—2000年间以41.19%的速度迅速增加，并在2010年增至71.77 km2，2010—2015年间以1.37%的速度缓慢减少.建设用地面积增加最多，增量为258.72 km2，所占面积比例由9.10%持续扩张至24.90%，在2005—2010年间增加速度达到高峰8.77%，随后速度放缓.未利用地在1995—2010年间平均以11.87%的速度减少，2010—2015年间迅速上升至13.67 km2.

表2 1995—2015年间杭州湾滨海湿地面积及百分比Tab.2 Area and percentage of coastal wetlands in Hangzhou Bay from 1995 to 2015

表3 1995—2015年间杭州湾滨海动态度Tab.3 Dynamic change of coastal wetlands in Hangzhou Bay from 1995 to 2015

2.2 生态风险分析

将生态风险指数计算结果利用普通克里金插值进行空间分析得到1995—2015年间杭州湾滨海湿地景观生态风险空间分布图(图2).参考相关研究并结合研究区实际情况，利用自然断点法的平均数值将景观生态风险指数分别划分为：低生态风险区[0.000≤ERI<0.033]、较低生态风险区[0.033≤ERI<0.046]、中生态风险区[0.046≤ERI<0.054]、较高生态风险区[0.054≤ERI<0.066]、高生态风险区[0.066≤ERI<0.1]5个等级. 1995—2015年间杭州湾滨海湿地景观生态风险等级分布情况变化明显(图2、表4).整体上看，研究区20年间以中风险及其以下等级占比为主，其中较低风险和中风险等级面积占比最大，而较高风险和高风险等级面积总体占比次之.

图2 1995—2015年间杭州湾滨海湿地生态风险空间分布图Fig.2 Spatial distribution map of landscape ecological risk grade in the Hangzhou Bay from 1995 to 2015

研究时段内研究区低风险区面积占比变化不明显，基本维持在5.70%左右，主要分布在离城镇较远、以成片林地为主的南部地区，受人类活动干扰小，景观破碎化程度低，斑块连通性高，景观稳定性好；1995—2015年研究时段湿地较低风险区面积分别占总面积18.90%、11.34%、17.50%、30.83%、27.20%，主要分布于南部林地外围和研究区中部.南部地区景观类型以耕地、林地为主，包含少量建设用地和水域，中部地区景观类型包括大面积耕地与少量建设用地，两区域主要景观类型较为单一，整体分离度低，景观生态风险等级较低；中风险区分布范围广，分布区域主要景观类型为大面积的水域或破碎程度较低的耕地；较高风险区面积占比平均为19.84%，主要分布在研究区西南部和沿海地区.其中西南部主要景观类型包括耕地和分散的建设用地，景观破碎度与分离度较高.而沿海地区水域面积广布，裸地盐田等未利用地分散，整体脆弱度高；高风险区5个年份面积占比分别为7.59%、13.13%、3.43%、2.94%、5.45%.其中1995年、2000年和2005年高风险区主要分布在研究区西南部和沿海地区，2010年和2015年主要分布在北部沿海水域. 2005年及之前西南部地区主要景观类型是耕地和建设用地，而沿海地区主要包括耕地、水域和少量其他景观类型，景观优势度低，抗干扰能力差.2010年及之后北部沿海水域景观类型多样，以水域、建设用地和草地为主，斑块破碎，景观损失度高(见表4).

表4 1995—2015年间杭州湾滨海湿地生态风险等级分布比例Tab.4 Proportion of coastal wetland ecological risk distribution in Hangzhou Bay from 1995 to 2015

进一步分析各时期湿地生态风险等级变化状况，可以发现：1995—2000年研究区中生态风险及以下风险等级面积都呈减少趋势，较高风险区和高风险区面积呈上升趋势.其中，较高风险区和高风险区面积占比分别上升2.72%和5.54%，主要集中在沿海区域，一个显著原因是慈溪市政府在1989年制定了《慈溪市1990—2000年海涂围垦规划》，围垦面积扩大的同时大量防旱、防涝、防汛设施的修建直接侵占了沿海海域滩涂，湿地生态环境遭到破坏，生态风险等级随之提高；2000—2005年低风险和较高风险区面积占比略微降低，高风险区面积占比大幅下降至总面积的3.43%.这主要是由于前期工程建设使堤内围垦区和堤外河口自然滩涂划分开[26]，堤坝外围靠近海岸湿地生态系统，湿地生态自然性、完整性和生物多样性能够得到基本保持，从而使外围生态风险等级下降；2005—2010年较高风险和高风险区面积占比均呈下降趋势.这一时期当地建立杭州湾湿地自然保护区，编制了《宁波市湿地保护与利用规划(2009—2020)》，为湿地保护提供了科学依据，湿地生物多样性增加；2010—2015年中风险区和高风险区面积占比分别上升3.44%和2.51%，北部沿海区域生态风险等级明显提高，主要原因是政策对水产养殖业的大力支持，北部堤坝外围大量靠近水域的淤泥质海滩开发成养殖水塘，导致原生态植物栖息地遭到破坏，同时，不合理的开发利用使得近海水域水质下降等[27]都对景观生态风险等级变化造成了不同程度的影响；1995—2015年研究区西南部较高风险和高风险区面积占比明显下降，主要是由于政策指导下的慈溪市经济快速发展，带动基础设施建设与城镇化建设，其他用地类型被占用逐渐转化为建设用地且不断集聚，在受人类活动干扰后该区域损失度下降.

为了更好研究杭州湾滨海湿地不同景观生态风险等级之间转换情况，本文借助景观生态风险转移矩阵进行分析(表5)，总体上1995—2015年研究区低风险和较低风险区面积呈上升趋势，中风险、较高风险和高风险区面积呈下降趋势.较低风险和中风险之间的相互转换、中风险和较高风险之间的转换、较高风险向较低风险的转换都较为明显. 20年间中风险区向较高风险区转移速率最快，达30.33%，中风险区向较低风险转移速率次之，为22.11%.研究时段内，湿地总体生态风险呈好转趋势，但局部地区风险等级明显上升.主要表现在较高风险和高风险分布区逐渐向沿海海域地区转移，这与慈溪市经济的快速发展、人口的不断增长、用地需求不断上升有着密切联系.

表5 1995—2015年间杭州湾滨海湿地景观生态风险转移矩阵Tab.5 Waterfront wetland landscape ecological risk transfer matrix of Hangzhou Bay from 1995 to 2015

2.3 湿地生态风险相关性分析

基于研究区5期景观生态风险分布数据进行全局自相关分析(图3)，得到5个时期Moran’s I指数分别为0.415、0.443、0.373、0.422、0.459，数值均大于0且整体呈上升趋势.说明在研究时段内研究区景观生态风险等级分布具有空间正相关关系，存在集聚效应.

图3 1995—2015年间杭州湾滨海湿地生态风险Moran散点图Fig.3 Moran scatter map of coastal wetland ecological risk in Hangzhou Bay from 1995 to 2015

图4 1995—2015年间杭州湾滨海湿地生态风险局部自相关分布图Fig.4 Map of local autocorrelation of ecological risk of coastal wetland in Hangzhou Bay from 1995 to 2015

进一步分析杭州湾滨海湿地1995—2015年生态风险指数局部自相关LISA聚集图(图4)，可以发现：5个时期生态风险指数空间分布主要以高-高聚集(热点区)和低-低聚集(冷点区)为主，分布较为集中，并且与生态风险空间分布格局具有较高的一致性.低-低聚集区主要分布在人为干扰较少的南部、东南部等地区，这些地区以大面积林地或耕地为主，景观损失度低，风险较低；高-高聚集区主要分布在人口相对密集、经济相对发达、人类活动较为活跃的区域，如沿海和西南部地区，这些地区主要以水域、耕地和建设用地为主，在城镇集聚性相对较低的时期，受到人为干扰影响景观连通性降低，而沿海生态脆弱性高的地区，湿地自然演化进程遭到破坏，生境破碎化，风险较高.低-低聚集区和高-高聚集区整体区块个数比例在1995—2015年均有上升，说明研究区局部生态风险分布两极化趋势在增高，局部风险急剧变化的区域增大，风险地域性明显增强.

3 讨论与结论

3.1 结论

本文基于5期遥感数据综合分析，对杭州湾滨海湿地研究时段内的景观类型演变特征、生态风险时空分异特征及其空间相关性展开研究，得出以下主要结论：1)1995—2015年杭州湾滨海湿地各类用地面积总体占比大小为：水域>耕地>建设用地>林地>草地>未利用地，其中林地和未利用地面积占比虽有波动但是整体变化不明显，水域和耕地整体面积占比呈下降趋势，且水域占比下降速率越来越快.草地面积占比小幅上升，建设用地面积占比大幅提高，主要是其他用地类型不断向建设用地转换的结果；2)1995—2015年研究区景观生态风险分布以较低风险和中风险区为主，两者总占比相对稳定.低风险区占比升高，较高风险区和高风险区总体占比呈先增后减的趋势.其中，中风险向较低风险和较高风险等级、较高风险向较低风险和中风险等级之间的转换最为明显.研究区总体生态风险呈转好趋势，但局部沿海地区生态风险仍然居高，且呈现不断向海域推进的趋势；3)1995—2015年研究区景观生态风险空间分布存在正相关性，且聚集性持续增强.冷点区和热点区分布集中，与研究区区域地理环境具有较高的耦合性，整体生态风险地域性在增强；4)1995—2015年杭州湾滨海湿地土地利用分布格局和生态风险变化的驱动因子并不是独立的，而是通过相互之间的共同作用影响湿地的整体变化.人口密度增大、城市化水平提高、政策变化等共同影响了湿地景观类型结构和景观生态风险分布的演化.

3.2 讨论

杭州湾滨海湿地是我国八大咸水湿地之一，在调节径流、改善当地气候和生物多样性维持等方面具有重要作用.近年来，经济快速发展，用地需求持续上升，垦殖扩域面积不断增大，人类对湿地的干扰程度加剧，湿地面临着严重的污染与破坏.结合以上分析结果，提出以下建议：1)保护低生态风险区.低生态风险区主要分布在南部林地，该地区对研究区整体生态风险的稳定具有重要意义，应制定相应护林政策，减少人为开发带来的环境破坏；2)控制较低风险和中风险等级向高风险等级的转换.两等级分布区域主要景观类型是大面积耕地和分散的建设用地，应结合周边地理环境合理规划建设用地和耕地，优化农业耕作方式，降低生产污染；3)恢复较高风险和高风险区.两者主要分布在沿海围垦区域，要加强生态水文连通性，对湿地修复进行人工干预.科学种养殖，降低湿地水质污染，提高湿地自净能力，促进原生湿地植被恢复.