基于景觀開發(fā)強度法的濕地健康變化研究

張 淼，劉俊國，趙 旭，陳忞忞

（北京林業(yè)大學 自然保護區(qū)學院，北京100083）

濕地被譽為“地球之腎”，具備水質調節(jié)、水源供給、洪水調蓄、生物資源、休閑游憩等多種生態(tài)系統(tǒng)服務功能。然而，濕地也是最易受人類活動干擾的脆弱生態(tài)系統(tǒng)［1］。由于人類活動導致的過度墾殖、不合理水資源利用、過量的污染物排放，使得全球濕地退化嚴重，濕地面積急劇減小，濕地生態(tài)環(huán)境日趨惡化［2］。近年來，我國政府通過濕地生態(tài)修復、退耕還湖、保護區(qū)建立等政策措施在一定程度上減緩了濕地退化的趨勢。但由于監(jiān)測條件有限，人類活動對濕地的影響很難量化評價［3－4］。

為了對濕地進行從簡單到復雜的全方位評價，20世紀90年代美國環(huán)保局（EPA）提出了濕地評價的“三級”評價體系：景觀尺度評價的Level 1方法、實地快速評價的Level 2方法、生物物理化學指標評價的 Level 3方法［5］。2005年 Brown等［6］提出的景觀開發(fā)強度方法（Landscape Development Intensity，以下簡稱“LDI方法”），屬于EPA“三級”方法中的Level 1方法。LDI方法認為，人類活動對自然環(huán)境的干擾反映在其對自然生態(tài)系統(tǒng)人為的能量輸入上。對一種土地利用類型輸入的能量越大，表示人類對生態(tài)系統(tǒng)健康干擾越大，生態(tài)系統(tǒng)健康程度越低。該方法直接利用遙感數(shù)據(jù)，通過人類對土地利用的干擾情況評價濕地健康。由于簡單易行，需要數(shù)據(jù)量較小，并能為管理者快速提供生態(tài)系統(tǒng)健康狀況，已經(jīng)在美國佛羅里達州［7］、美國俄亥俄州［8］等地區(qū)得到廣泛應用。但目前在中國的相關研究和應用幾乎處于空白。

本文結合研究區(qū)土地開發(fā)現(xiàn)狀，將LDI方法應用于我國干旱區(qū)典型湖泊濕地黃旗海的生態(tài)系統(tǒng)健康評價中，并通過考慮各類土地開發(fā)活動引起的能源消耗隨時間變化，實現(xiàn)LDI系數(shù)的時間序列核算，從而克服原方法只適合于單一年份或者土地利用類型變化較小的濕地評價，無法對演變中的濕地進行評價的問題。

1 研究區(qū)概況

黃旗海位于內蒙古自治區(qū)烏蘭察布市察哈爾右翼前旗中南部，屬于內陸閉塞湖泊，地理位置為東經(jīng)113°10′—113°23′，北緯 40°48′—40°55′，海拔高度1 266m。黃旗海處于典型的北方干旱地區(qū)，年平均氣溫4.7℃，年平均降水量369.7mm，而年平均潛在蒸發(fā)量卻高達1 957.4mm［9］。補給水源主要來自霸王河和泉玉林河等11條河溝［10］，河水只進不出，礦物質沉積，湖水呈堿性。黃旗海地表平坦，略向湖心傾斜，由全新世湖積淤泥質黏土組成。洼地邊緣有沼澤、洼地中土壤鹽漬化較嚴重，地下水位較高，隱域性的低濕洼地上生長著芨芨草、寸草苔等雜類草為主的草甸植被，是野生濕地鳥類理想的棲息地。歷史上湖水最大面積近130km2，平均湖深2m左右，其中水深1m的湖面約占70%［11］。近年來，由于工農業(yè)用水量不斷增加，流域內興修水利，黃旗海湖面面積逐漸縮小，工業(yè)廢水不斷向湖內排放，使湖水水質惡化。2008年黃旗海徹底干涸，2012年少有恢復。

2 研究方法與數(shù)據(jù)

2.1 LDI系數(shù)核算

LDI方法利用遙感、GIS工具確定研究區(qū)土地利用空間分布，進而計算空間上不同土地利用類型的LDI系數(shù)，并以各土地利用占總體土地面積百分比作為權重計算總體LDI值［6］：

式中：LDItotal——研究區(qū)總體LDI值；%LUi——第i種土地利用類型的面積占土地總面積的百分比；LDIi——第i種土地利用類型的LDI系數(shù)。

LDI系數(shù)的計算方法為：（1）調查某種土地利用類型因人類活動而產生的能源消耗項目（除可更新能源之外）；（2）核算各能源消耗項目所產生的能值；（3）各土地利用類型消耗的能值取自然對數(shù)并標準化到1至10之間，即為LDI系數(shù)［6］。其中，1代表處于完全自然狀態(tài)下的土地，10代表被人類高度開發(fā)的土地［6］。研究區(qū)總體LDI值越大，表明人類干擾強度越強烈。

數(shù)據(jù)方面，以黃旗海湖區(qū)作為研究對象，對湖區(qū)周圍6個緩沖區(qū)寬度（100，200，300，400，500，600 m）進行評價。根據(jù)Landsat MSS、TM、ETM影像解譯得到1976年、1987年、1993年、1999年、2006年、2010年的土地利用類型分類數(shù)據(jù)［12］。利用ArcGIS對遙感影像的結果進行統(tǒng)計，得到黃旗海湖區(qū)空間柵格大小為30m×30m的主要土地利用類型（濕地、裸地、草地、以及耕地）。

2.2 各土地利用類型能耗

LDI方法的實質是核算不同土地利用類型的能值輸入量（可更新能源除外），以LDI系數(shù)表示［13］。能值是生產產品或服務所需要的直接及間接能量，以太陽能焦耳作為統(tǒng)一的衡量單位［（sej／（hm2·a）］［14］。能值使用大自然的價值體系，基于有效能量的流動，從環(huán)境、社會和經(jīng)濟等方面全面客觀地衡量商品及服務的價值，為全面有效客觀地評價生態(tài)系統(tǒng)健康提供統(tǒng)一的計量標準［15］。

各土地利用類型的能值輸入可歸為四種類型：源于自然系統(tǒng)的可更新能源，不可更新能源，來自于社會環(huán)境的物資材料和服務（圖1）［16］。以農田為例，可更新能源包括太陽能、雨水化學能、雨水勢能、風能等［17］；不可更新能源為凈表土損失能；物資材料為殺蟲劑、磷酸鹽、氮肥等，服務輸入例如勞工等［18］。LDI方法認為除可更新能源之外，其它能值的輸入代表人類對生態(tài)系統(tǒng)健康的干擾［6］：能值越高，生態(tài)系統(tǒng)健康程度越低。

圖1 通用生產系統(tǒng)的能值系統(tǒng)關系

為了使LDI方法能夠適用于研究區(qū)，本研究對Brown等［6］的能耗核算方法進行相應調整，首先，本文加入了農業(yè)非點源污染的能耗。農業(yè)非點源污染是指農田中的土粒、氮素、磷、農藥及其它有機或無機污染物在降水或灌溉過程中，通過農田地表徑流、農田排水和地下滲漏，排入水體所造成的污染［19］。全國第一次污染源普查結果顯示，農業(yè)源污染（大部分為非點源污染）對污染物總量（COD、氮、磷）的貢獻高達46%［20］?？紤]黃旗海農業(yè)非點源污染的能耗是因為：（1）黃旗海湖區(qū)污染較為嚴重，2011年的調查結果顯示，黃旗海水質為劣Ⅴ類；（2）黃旗海周邊地區(qū)基本不存在工業(yè)，但農田較多?？梢耘袛嗷室约稗r藥的使用所產生的農業(yè)非點源污染是黃旗海的主要污染源。本文采用的非點源污染計算公式如下［21］：

式中：NPS——非點源污染量；H——化肥（N、P、K）的施用量；10%——假設根區(qū)水分平衡后污染物流入水體的百分比［21］。本文假設黃旗海各項土地利用類型都存在非點源污染輸入。

其次，開發(fā)LDI方法的最初目的是為管理者提供一種快速評估地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)健康狀況的工具［4］。Brown所提出的LDI方法，因為其能耗項目固定不變，只能評價單一年份或者土地利用類型變化較小濕地的生態(tài)系統(tǒng)健康。本文考慮了能耗項目隨時間的變化，使結果能夠反映濕地生態(tài)系統(tǒng)健康的變化趨勢。能值核算需要的數(shù)據(jù)包括：能耗項目，輸入量以及能值轉換率，能耗項目根據(jù)現(xiàn)場調研結合文獻查閱獲得［22－23］，輸入量主要來自《內蒙古統(tǒng)計年鑒》［24］，能值轉換率根據(jù)Brown結果［6］獲得。

3 結果與分析

3.1 各土地利用類型面積變化

各土地利用類型的面積及占總面積的百分比見表1?？梢钥闯?，1976年黃旗海湖區(qū)大部分面積以濕地為主（88%），伴有部分草地（12%），耕地和裸地面積為0。隨著時間的推移，濕地面積占比例逐漸縮小，到2006年達到最小值（19%），到2010年有所恢復（33%）。自1993年建立“黃旗海自然保護區(qū)管理站”以來，已經(jīng)禁止在湖區(qū)內部放牧和耕作，但違禁放牧和違法耕作仍時有發(fā)生。表現(xiàn)在面積上，草地面積逐漸增大，到2010年其所占比例達到最大值45%。較大面積的草地也間接引發(fā)了湖區(qū)內部違禁放牧的情況。湖區(qū)內部耕作情況同樣沒有完全禁止，在2006年其所占比例達到最大值7%。值得注意的是，2006年和2010年湖區(qū)內開始出現(xiàn)裸地。通過表1可以發(fā)現(xiàn)，由于草地與耕地的面積之和在這兩年幾乎沒有變化，可以判斷裸地是由濕地轉化而來。這一轉化在1999—2006年間較高（58%的濕地轉化為裸地），而2006—2010年又發(fā)生了逆向轉化（43%的裸地轉化為濕地）。將裸地轉化為濕地應是今后濕地恢復的重點。

表1 黃旗海湖區(qū)土地利用類型及面積

3.2 各土地利用類型能耗

對各研究年各土地利用類型能耗及相應的LDI系數(shù)隨時間變化進行核算。表2顯示了2010年各土地利用類型能耗項目及其產生的單位面積能值?？梢钥闯?，各土地利用類型中，耕地單位面積能值最高，表明其受人類干擾程度最大。其次是草地與裸地，濕地最低。這是因為，耕地在所有土地利用類型中能值輸入項目最多，且數(shù)值均較大。而農藥和化肥的直接輸入是耕地總體能耗最大的主要原因。按照Brown的假設，濕地由于是自然系統(tǒng)并沒有能源輸入，其單位面積能值為0［6］。但Brown并沒有考慮農業(yè)非點源等排污活動對濕地的間接影響。通過計算農業(yè)非點源污染，黃旗海湖區(qū)內的濕地在2010年產生6.2×1014sej／（hm2·a）的能值消耗。對于草地與裸地來說，其單位面積能值的計算結果同樣由于考慮農業(yè)非點源污染而增大。

表2 2010年各土地利用類型能值

根據(jù)各土地利用類型能值得到相應的LDI系數(shù)（圖2）。LDI系數(shù)的大小排列與各土地利用類型能值大小一致。其中，濕地的LDI系數(shù)最低（1.00～1.77），耕地最高（4.65～5.51）。時間變化方面，1976—2010年間所有土地利用類型的LDI系數(shù)都呈現(xiàn)增加的趨勢。其中濕地增幅最大，LDI系數(shù)增加了77%。這表明濕地對人類干擾最為敏感，惡化程度最快。其次是裸地（31%）、耕地（18%）與草地（10%）。

圖2 各土地利用類型景觀開發(fā)強度系數(shù)值

3.3 LDI系數(shù)空間變化

選取黃旗海濕地及其周圍100～600m緩沖區(qū)，將每一個柵格當作一個景觀單元，得到黃旗海湖區(qū)（包含600m緩沖帶）在1976—2010年間6a的LDI系數(shù)空間分布圖（圖3）。根據(jù)Brown的研究，LDI系數(shù)在1～2之間屬于自然類型濕地。而LDI系數(shù)為1屬于純自然濕地，表明濕地不受任何人類干擾，生態(tài)系統(tǒng)健康程度最佳［5］。從圖3可以看出，黃旗海濕地從內向外LDI系數(shù)逐漸增大。邊緣LDI系數(shù)最大，且隨時間逐漸增加，2010年部分邊界LDI系數(shù)達到最大值5.51。而自然類型濕地主要分布在湖區(qū)內部，其面積總體呈現(xiàn)減少的趨勢 。而純自然類型濕地的變化則顯示了人類干擾活動從湖區(qū)邊緣向內部的延伸：1976年黃旗海湖區(qū)近80%土地的LDI系數(shù)為1，整個湖區(qū)受人類干擾程度非常低。1976—1993年，純自然類型濕地的面積逐漸變少，從77%下降到42%。1999以后純自然類型濕地已經(jīng)消失。

3.4 黃旗海濕地及其緩沖區(qū)生態(tài)系統(tǒng)健康變化評價

圖4展示了湖區(qū)及6個緩沖帶的LDI值變化趨勢。黃旗海濕地的LDI值在包含不同距離緩沖區(qū)下變化趨勢基本一致，LDI值隨著緩沖區(qū)的擴大而逐漸變大。緩沖區(qū)大小與LDI值呈顯著正相關（p＜0.001）。參考Brown對LDI值進行的分類［6］，得出黃旗海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康評價標準（表3）?？梢钥闯觯?976年和1987年6個緩沖區(qū)的LDI值均低于2.0，說明1976—1987年黃旗海湖區(qū)及其緩沖區(qū)處于生態(tài)系統(tǒng)健康的狀態(tài)。1987—1993年間LDI值呈現(xiàn)增長趨勢，1993年除湖區(qū)外，其它6個緩沖區(qū)LDI值均超過2.0，黃旗海濕地處于生態(tài)系統(tǒng)健康程度由健康轉為一般轉折點。1999年，湖區(qū)及其緩沖區(qū)均已超過2.0，但LDI值變化不大。從1999年開始，LDI值又呈急劇上升趨勢，接近于3.0；2006—2010年，LDI值有略下降趨勢。1999年以后黃旗海濕地健康程度為“一般”。黃旗海濕地生態(tài)系統(tǒng)健康程度總體上呈現(xiàn)逐漸惡化的趨勢。

圖3 黃旗海濕地（包含湖區(qū)以及周邊600m緩沖帶）的LDI空間分布

表3 LDI值評價濕地生態(tài)系統(tǒng)健康

圖4 六期不同緩沖區(qū)LDI值

4 結論

本文采用LDI方法，結合遙感與GIS工具，對黃旗海濕地及其緩沖區(qū)1976—2010年6a間的空間LDI系數(shù)以及總體LDI值進行核算，并進一步評價其生態(tài)系統(tǒng)健康變化。結果顯示，1993—1999年屬于生態(tài)系統(tǒng)健康轉變的過渡時期，在這一時期之前黃旗海濕地內部大部分地區(qū)仍屬于純自然類型濕地，人類干擾活動多發(fā)生在湖區(qū)邊緣，生態(tài)系統(tǒng)處于“健康”狀態(tài)。之后由于人類活動的加劇，其影響從邊緣延伸到湖區(qū)內部所有地區(qū)，使得1999—2010年間生態(tài)系統(tǒng)處于“一般”的狀態(tài)。由于黃旗海濕地位于季風邊緣區(qū)，屬于氣候上的過渡地帶和生態(tài)系統(tǒng)上的脆弱地帶，對人類和環(huán)境變化的響應十分敏感。因此本研究對研究氣候過渡帶典型濕地與人類活動的響應關系，濕地的管理與修復具有重要意義。

本文研究結果與實地考察調研結果相符合。黃旗海濕地LDI值1976—1993年呈上升趨勢，通過實地考察及走訪政府部門和周邊村民得知，1976—1993年黃旗海周邊村民放牧問題較嚴重，并且化肥廠和糖廠對黃旗海的水污染較嚴重；1993—1999年國家實施禁牧政策，并在1993年建立了黃旗海濕地自然保護區(qū)，黃旗海周邊工廠逐漸停止運行，放牧問題和農業(yè)污染問題都得到了一定的制止，這對人類干擾活動產生了一定的抑制作用。1999—2006年，黃旗海周邊地區(qū)農業(yè)發(fā)展迅速，人類活動干擾加劇，2007年開始黃旗海湖泊逐漸干涸，成為季節(jié)性湖泊。此后，黃旗海自治區(qū)級自然保護區(qū)加大對黃旗海的保護力度，抑制濕地生態(tài)系統(tǒng)惡化，2010年，黃旗海湖泊面積也有少量增加，黃旗海濕地LDI值有所下降?？梢钥闯?，雖然黃旗海建立了自然保護區(qū)，但湖區(qū)不合理的農田耕作、草地放牧以及非點源污染仍然是造成LDI值逐年上升的主要原因。雖然設立了自治區(qū)級自然保護區(qū)，但只是進行了基本的圈地保護工作，保護區(qū)內放牧以及耕作仍然無法全面禁止，這也解釋了為什么保護區(qū)內有耕地這種土地利用類型。因此，首先應采取措施有效禁止湖區(qū)內部放牧及耕作現(xiàn)象，給予周邊居民一定的生態(tài)補償是一種可行的選擇。其次，緩沖區(qū)大小與LDI值呈顯著正相關，這說明黃旗海濕地不具備有效的湖岸帶緩沖區(qū)，可以阻止農業(yè)非點源污染與泥沙向湖區(qū)內部的運移作用。因此，建議開展生態(tài)護岸建設，在湖區(qū)周邊設置有效的湖岸帶緩沖區(qū)。

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