近40年艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)及景觀格局變化

張 月,張 飛,3,*,王 娟,任 巖,Abduwasit Ghulam,Hsiang-te KUNG,陳 蕓

1 新疆大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,烏魯木齊 830046 2 新疆大學(xué)綠洲生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,烏魯木齊 830046 3 新疆智慧城市與環(huán)境建模普通高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,烏魯木齊 830046 4 美國(guó)圣路易斯大學(xué)可持續(xù)發(fā)展中心,密蘇里州 圣路易斯 63108 5 美國(guó)孟菲斯大學(xué)地球科學(xué)系,田納西州 孟菲斯 38152 6 澳大利亞聯(lián)邦工組織水土研究所,澳大利亞 堪培拉 2601

近40年艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)及景觀格局變化

張 月1,2,張 飛1,2,3,*,王 娟1,2,任 巖1,2,Abduwasit Ghulam4,Hsiang-te KUNG5,陳 蕓6

1 新疆大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,烏魯木齊 830046 2 新疆大學(xué)綠洲生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,烏魯木齊 830046 3 新疆智慧城市與環(huán)境建模普通高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,烏魯木齊 830046 4 美國(guó)圣路易斯大學(xué)可持續(xù)發(fā)展中心,密蘇里州 圣路易斯 63108 5 美國(guó)孟菲斯大學(xué)地球科學(xué)系,田納西州 孟菲斯 38152 6 澳大利亞聯(lián)邦工組織水土研究所,澳大利亞 堪培拉 2601

以新疆艾比湖濕地為研究區(qū),利用1972、1998、2007年及2013年4個(gè)時(shí)期的 Landsat遙感影像作為數(shù)據(jù)源,并結(jié)合濕地的土地覆被狀況,參考《全國(guó)土地利用分類》建立艾比湖濕地生態(tài)干擾類型分類系統(tǒng)。借助生態(tài)干擾度指數(shù)、景觀格局指數(shù)以及GIS空間分析方法,探討艾比湖濕地的生態(tài)干擾度的時(shí)空動(dòng)態(tài)及景觀響應(yīng)機(jī)制。結(jié)果表明：(1)1972—2013年,研究區(qū)的生態(tài)干擾度總體呈現(xiàn)較為穩(wěn)定的趨勢(shì),但其空間分布發(fā)生變化。生態(tài)干擾度類型之間的轉(zhuǎn)化速率有加快的趨勢(shì)。(2)1972—2013年,邊緣密度指數(shù)(ED), 平均形狀指數(shù)(MSI),面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)及景觀分離度(DIVISION)4項(xiàng)景觀格局指數(shù)大體呈上升的趨勢(shì),2013年區(qū)域的景觀指數(shù)較為穩(wěn)定。(3)景觀格局指數(shù)與生態(tài)干擾程度有密切的一致性。生態(tài)干擾度與景觀格局指數(shù)空間分布相關(guān)性大小依次為：邊緣密度指數(shù)(ED)<景觀豐度密度(PRD)<香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)<平均形狀指數(shù)(MSI) <面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)<景觀分離度(DIVISION)?？陀^系統(tǒng)的認(rèn)識(shí)和評(píng)價(jià)艾比湖濕地的生態(tài)系統(tǒng)及環(huán)境,可為干旱區(qū)實(shí)現(xiàn)自然環(huán)境的保護(hù),協(xié)調(diào)土地利用及環(huán)境保護(hù)之間的關(guān)系提供較為實(shí)用的參考。

艾比湖濕地；生態(tài)干擾度；時(shí)空動(dòng)態(tài)；景觀格局

濕地是生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,它不僅為動(dòng)植物以及人類提供了生存環(huán)境及物質(zhì)保障,而且對(duì)環(huán)境而言可以產(chǎn)生巨大的效益[1- 3]。濕地是地球上生產(chǎn)力最高的生態(tài)系統(tǒng)。濕地在調(diào)節(jié)大氣、改善土壤特性、蓄洪調(diào)徑及環(huán)境美化等方面有重要作用是其他生態(tài)系統(tǒng)不可代替的。因此濕地生態(tài)系統(tǒng)被人們形象的稱作“地球之腎”[4]。尤其在生態(tài)環(huán)境較為脆弱的干旱、半干旱地區(qū),湖泊濕地不但可以反饋生態(tài)環(huán)境的好壞,還可以維持生態(tài)及環(huán)境平衡[5]。

景觀格局是指在空間上大小、形狀各異的景觀斑塊的分布,是生態(tài)系統(tǒng)受到不同程度作用而產(chǎn)生的結(jié)果,嚴(yán)重的影響生態(tài)系統(tǒng)的過程和功能[6- 7]。20世紀(jì)70年代,在濕地的研究中景觀生態(tài)學(xué)逐漸的被引入。濕地景觀格局的研究一直是生態(tài)學(xué)研究熱點(diǎn)[8- 12]。各景觀類型所組成的生態(tài)系統(tǒng)為人類提供生存的環(huán)境和物質(zhì)基礎(chǔ),而人類生產(chǎn)生活等行為及自然因素使景觀不斷發(fā)生改變[13]。因此客觀科學(xué)的監(jiān)測(cè)評(píng)價(jià)景觀變化有助實(shí)現(xiàn)自然環(huán)境的保護(hù)。它不僅有利于減緩生態(tài)系統(tǒng)的退化,而且保證自然資源的可持續(xù)發(fā)展[14]。干旱、半干旱區(qū)生態(tài)系統(tǒng)脆弱且敏感,其景觀格局的變化情況不僅受到自然條件的制約,而且也受到人類活動(dòng)的影響,因此干旱、半干旱區(qū)的景觀格局變化研究是十分有必要的。尹昌平等[15]以新疆白楊河流域?yàn)檠芯繀^(qū)分析研究了該土地利用變化的景觀格局特征。孫倩等[16]探討了新疆渭干河-庫車河三角洲綠洲土地利用/覆被時(shí)空變化以及其景觀格局的變化,鞏杰等[17]分析了干旱區(qū)金塔綠洲1963—2009年的變化對(duì)景觀格局的影響,張飛等[18]對(duì)干旱區(qū)精河縣綠洲土地利用/覆被及景觀格局變化特征進(jìn)行了分析,馮異星等[19]人探討分析了新疆瑪納斯河流域近50年土地利用變化對(duì)干旱區(qū)典型流域景觀格局的影響。

生態(tài)系統(tǒng)及景觀格局受人類生產(chǎn)活動(dòng)的干擾較為突出,尤其是干旱區(qū)的濕地生態(tài)系統(tǒng)及其景觀格局受到的干擾最為嚴(yán)重。芬蘭植物學(xué)家首次提出“生態(tài)干擾度”的概念[20]。此后,“生態(tài)干擾度”的概念再次被德國(guó)生態(tài)學(xué)家Sukop提出[21]。李邁和等[22]將“生態(tài)干擾度”解釋為一種評(píng)價(jià)植被天然性程度的一種方法,全面的介紹了此概念并評(píng)價(jià)植被天然性程度。生態(tài)干擾度可被理解概括為生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)各組分的天然性受到干擾的程度[23- 25]。肖翠等[26]通過GIS空間分析法并結(jié)合景觀學(xué)定量的分析了西門島濕地人為干擾度與景觀格局之間的量化關(guān)系。朱教君等[27]在大量的查閱國(guó)內(nèi)相關(guān)文獻(xiàn)基礎(chǔ)上結(jié)合近年來的研究實(shí)踐,綜合分析了次生林與生態(tài)干擾度的關(guān)系。孫永光等[28]利用遙感手段探討了大洋河河口濕地的人為干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)變化及景觀格局指數(shù)的響應(yīng)機(jī)制,以期為河口濕地地區(qū)人類生產(chǎn)活動(dòng)強(qiáng)度監(jiān)測(cè)提供有利的依據(jù)。通過研究景觀格局演替機(jī)制和規(guī)律,能夠更清楚的把握景觀變化與生態(tài)干擾度之間的關(guān)系。由于濕地生態(tài)系統(tǒng)的能量循環(huán)以及生物物種的多樣性與濕地景觀格局的變化有密切的關(guān)系,因此濕地景觀格局的研究對(duì)濕地管理與保護(hù)和濕地生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[29]。

艾比湖濕地是典型的干旱區(qū)湖泊濕地,生態(tài)系統(tǒng)脆弱且敏感。隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的發(fā)展,艾比湖目前面臨著一系列的生態(tài)問題：艾比湖區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)出現(xiàn)逆向演替；植被退化及衰??；土壤鹽堿化,沙化,荒漠化程度加??；生物多樣性面臨嚴(yán)重威脅；景觀破碎化及脆弱性程度的加劇。因此艾比湖生態(tài)問題已成為社會(huì)各界關(guān)注的焦點(diǎn)。生態(tài)干擾度能反映生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)景觀類型受到干擾的程度。本文試圖用生態(tài)干擾度的概念分析研究區(qū)各景觀類型受到的干擾程度。目前,國(guó)內(nèi)有許多研究都討論了干擾度與景觀指數(shù)之間的關(guān)系[14,21,28]。因此本文借鑒前人的研究,從景觀生態(tài)學(xué)的角度試圖探討研究區(qū)的生態(tài)干擾度,分析景觀指數(shù)與干擾度的關(guān)系以及對(duì)生態(tài)過程的影響。

典型干旱區(qū)內(nèi)陸艾比湖濕地不僅維持了生態(tài)平衡,為生物提供生存環(huán)境,而且有利于保護(hù)生物多樣性[30]。因此科學(xué)合理的定量監(jiān)測(cè)艾比湖濕地生態(tài)系統(tǒng)的干擾程度及景觀格局對(duì)環(huán)境保護(hù)有著重要意義。本文運(yùn)用遙感等技術(shù)分析生態(tài)干擾度的時(shí)空變化,并結(jié)合景觀生態(tài)學(xué)原理探討了景觀的響應(yīng)機(jī)制,以期為干旱區(qū)濕地的管理與保護(hù)以及濕地生態(tài)系統(tǒng)協(xié)調(diào)發(fā)展提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)慨況

艾比湖濕地位于新疆博爾塔拉蒙古自治州,其經(jīng)緯度為44°30′—45°09′N、82°36′—83°50′E,總面積為2670.85km2,是我國(guó)西部重要的湖泊濕地。艾比湖濕地海拔為189m,是準(zhǔn)格爾盆地的最低點(diǎn),是水鹽匯集的中心[31- 32]。艾比湖流域處在阿拉山口大風(fēng)通道下,使該地形成礫漠、鹽湖、鹽漠等多種地類,成為浮塵天氣發(fā)源地。艾比湖濕地不僅對(duì)防風(fēng)固沙有很好的作用,而且對(duì)準(zhǔn)噶爾盆地生態(tài)環(huán)境變化有良好的指示作用[33]。艾比湖濕地為典型大陸性氣候,干燥少雨而多風(fēng),四季鮮明。年平均氣溫5℃,降水量夏季多而冬季少。平均降水量為105.17mm,蒸發(fā)量為1315mm[34],其蒸發(fā)量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于降水量。由于艾比湖濕地特殊的環(huán)境及地理位置,形成了獨(dú)特的濕地生態(tài)環(huán)境和豐富的生物多樣性資源,具有典型性和較高的保護(hù)價(jià)值。

圖1 研究區(qū)地理位置Fig.1 Geographical location of study area

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源及處理方法

本文采用1972年9月25日的MSS影像(分辨率80m)、1998年9月2日的TM影像(分辨率30m)、2007年9月11日TM影像(分辨率30m)及2013年9月2日的OLI影像(分辨率30m),軌道號(hào)為146/29,共4期Landsat遙感影像作為數(shù)據(jù)源(時(shí)相均為植被生長(zhǎng)茂盛的9月),為了確保研究的可靠性以及避免分辨率對(duì)景觀指數(shù)的影響,在ENVI中采用最鄰近內(nèi)插法將各時(shí)期的遙感影像分辨率統(tǒng)一重采樣為80m。其他相關(guān)統(tǒng)計(jì)資料、年鑒(如：新疆艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)植被分布圖、總體規(guī)劃圖及年均蒸發(fā)量、年均降水量、年均氣溫以及牲畜量、總?cè)丝诩吧a(chǎn)總值等)作為輔助數(shù)據(jù)。以ENVI 軟件為平臺(tái),對(duì)研究區(qū)各期的遙感影像進(jìn)行了幾何校正、輻射定標(biāo)等預(yù)處理,并使用ENVI 5.1所提供的FLAASH模塊對(duì)影像進(jìn)行大氣校正。依據(jù)新疆艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)植被分布圖、總體規(guī)劃圖及研究區(qū)土地利用/覆蓋類型現(xiàn)狀,利用最大似然法進(jìn)行監(jiān)督分類,將研究區(qū)劃分為艾比湖湖泊、林地、其他、草地、濕地、鹽漬地等10種土地類型,結(jié)合研究區(qū)的地形圖和Google Earth并通過野外采樣點(diǎn)實(shí)地考察對(duì)土地類型覆蓋情況進(jìn)行驗(yàn)證,最終得到1972、1998、2007、2013年的研究區(qū)景觀類型分類圖。本研究經(jīng)驗(yàn)證統(tǒng)計(jì)各土地利用與覆蓋的解譯精度均在87%以上,滿足研究需要。為了本文研究的全面性和結(jié)果的有效性,采用J-M距離描述各地類的分類程度[35],其結(jié)果均在1.9以上,表明地類之間的分類性均較好。

2.2 景觀分類方法

本文基于前人對(duì)生態(tài)干擾度的已有研究[14,21,28],結(jié)合《全國(guó)土地利用分類》初步確定3種干擾度類型：無干擾型、半干擾型、全干擾型,在此基礎(chǔ)上考慮研究區(qū)域植被分布進(jìn)行分類,最終細(xì)分并確定了10種景觀類型。在分類時(shí),需對(duì)復(fù)雜類型及模糊地類時(shí)進(jìn)行備注,通過野外校驗(yàn)確定分類系統(tǒng)。

為制定干旱區(qū)艾比湖濕地的生態(tài)干擾度指數(shù)景觀類型分類系統(tǒng),本文基于研究區(qū)獨(dú)特的環(huán)境特征、土壤植被特征,結(jié)合《全國(guó)土地利用分類》系統(tǒng)并參考陳愛蓮等和孫永光等的研究成果,借鑒陳愛蓮等[14]對(duì)生態(tài)干擾度的確定方法,通過專家判別法及問卷調(diào)查確定各景觀類型的生態(tài)干擾度的值[14]。最終對(duì)10種景觀類型進(jìn)行生態(tài)干擾指數(shù)賦值(如表1),HI(Hemeroby Index)的確定依據(jù)是生態(tài)系統(tǒng)或景觀受到的綜合影響干擾程度的大小。HI取介于0—1的值。從理論上說,HI為0,表示生態(tài)組分(景觀類型或稱土地類型)幾乎未受到干擾；HI為1,表示景觀類型完全受到干擾,且干擾程度很強(qiáng)。根據(jù)表1可知,文中未有定義上的無干擾型和全干擾型。因此作者將10種景觀類型分為以下3種干擾類型：輕度干擾型、中度干擾型,重度干擾型。本文進(jìn)一步確定HI<0.3為輕度干擾；0.3≤HI≤0.60為中度干擾；HI>0.60為重度干擾。艾比湖湖體、濕地受到的干擾程度低,生態(tài)服務(wù)價(jià)值高,因此HI的值低,為輕度干擾型。林地、蘆葦、草地等景觀類型,受到干擾的程度及可能性較大,因此HI的值較大,為中度干擾型。

新疆的水、熱及地形條件決定了其生態(tài)系統(tǒng)較為簡(jiǎn)單、功能較低、系統(tǒng)平衡極易被打破且難于逆轉(zhuǎn)的特點(diǎn)。新疆荒漠化的發(fā)生發(fā)展主要的外界因素是干旱的氣候條件,并且處于干旱區(qū)的新疆有風(fēng)大多發(fā)、極端干旱的生態(tài)環(huán)境特點(diǎn),因此植物種類貧乏、生長(zhǎng)低矮、分布稀疏。尤其在綠洲和沙漠邊緣的過渡帶區(qū)域,該區(qū)域土質(zhì)疏松,植被覆蓋較低,成為荒漠化極易發(fā)生發(fā)展的區(qū)域。新疆綠洲和荒漠的轉(zhuǎn)換動(dòng)力是水資源的分配與生態(tài)環(huán)境的協(xié)調(diào)關(guān)系。人類引入綠洲的水資源,渠系滲漏、灌溉滲漏,易導(dǎo)致土壤次生鹽漬化。由于新疆獨(dú)特的氣候條件,蒸發(fā)量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于降水量,導(dǎo)致地下水位上升,土壤鹽漬化,因此鹽漬地極易受到外界干旱環(huán)境的影響[36],尤其是降水量及蒸發(fā)量等氣候因素的直接影響。艾比湖濕地地處阿拉山口大風(fēng)通道下,使荒漠區(qū)的礫漠、鹽湖、鹽漠等多種地類極易發(fā)生發(fā)展。綜上所述可知鹽漬地、荒漠景觀類型在本研究區(qū)極易受到干擾,其他及道路等景觀類型不僅易受到干擾而且對(duì)研究區(qū)的生態(tài)環(huán)境的影響較大,因此均劃分為重度干擾型。本文參考裸地的HI值,對(duì)荒漠及鹽漬地的干擾度進(jìn)行賦值。所制定的基于生態(tài)干擾度的景觀分類系統(tǒng)如表1所示。

表1 生態(tài)干擾度指數(shù)景觀類型分類系統(tǒng)

2.3 景觀格局指數(shù)

生態(tài)干擾度對(duì)改變景觀或生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能以及生態(tài)系統(tǒng)的平衡有直接的影響；同時(shí)也會(huì)影響生態(tài)系統(tǒng)對(duì)外界干擾的抵抗能力[37,38]。為了探討景觀格局指數(shù)對(duì)不同類型生態(tài)干擾度的響應(yīng)機(jī)制,本文選取能反映景觀格局基本結(jié)構(gòu)信息的景觀指數(shù),分別從以下4個(gè)方面進(jìn)行選取(1)破碎度指標(biāo),表征景觀格局的破碎度程度。本文選用邊緣密度(ED),該指標(biāo)是指景觀總體單位面積的異質(zhì)景觀要素斑塊間的邊緣長(zhǎng)度[39]。(2)形狀指標(biāo),表征景觀格局的幾何形狀,本文選用了平均形狀指數(shù)(MSI)及面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPDF)。景觀形狀指數(shù)(MSI)是度量景觀空間格局復(fù)雜性的重要指標(biāo)之一,并對(duì)許多生態(tài)過程都有影響。面積加權(quán)的平均拼塊分形指數(shù)(AWMPFD)是體現(xiàn)景觀格局總體特征的重要指標(biāo),它在某種程度上反映了景觀的格局復(fù)雜性。AWMPFD的理論范圍在1—2之間,當(dāng)AWMPFD=1時(shí),代表形狀最簡(jiǎn)單,通常其值的可能上限為1.5,當(dāng)AWMPFD=2代表周長(zhǎng)最復(fù)雜的拼塊類型。(3)聚集度指標(biāo),表征景觀格局的空間分布排列特征,本文選用景觀分離度(DIVISION),即為相鄰斑塊出現(xiàn)不同屬性的概率,概率越大,景觀聚集度越低[40]；(4)多樣性指標(biāo),表征景觀格局的組分,本文選用景觀豐度密度(PRD),香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)。景觀豐度密度(PRD)是反映景觀組分以及空間異質(zhì)性的關(guān)鍵指標(biāo)之一,該指標(biāo)是與物種豐度有很好的正相關(guān),能很好的反映生境條件。香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI),能反映景觀異質(zhì)性,特別對(duì)景觀中各斑塊類型非均衡分布狀況較為敏感,可表明景觀斑塊分布復(fù)雜狀況。

本研究利用軟件Fragstats 3.4,計(jì)算4個(gè)時(shí)期的各生態(tài)干擾度類型(重度干擾、中度干擾、輕度干擾)的景觀指數(shù),獲得研究區(qū) 4個(gè)年份不同生態(tài)干擾度的景觀格局指數(shù)；通過ArcGIS 10.0軟件中 fishnet工具,將研究區(qū)劃分為3km×3km 格網(wǎng),獲得各年份的邊緣密度指數(shù)(ED)、面積權(quán)重平均斑塊分維指數(shù)(AWMPFD)景觀格局指數(shù)空間分布。

3 結(jié)果與分析

3.1 艾比湖濕地生態(tài)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)變化

艾比湖濕地生態(tài)干擾度在整體上呈現(xiàn)出較為平穩(wěn)的趨勢(shì),但其空間分布變化較大,表明艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的天然性所受到的干擾度較為穩(wěn)定。由圖2可知,艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)重度干擾類型的面積較大,主要原因在于艾比湖濕地地處干旱區(qū),其自然環(huán)境較為惡劣,土壤基質(zhì)多為灰棕漠土、風(fēng)沙土,且土壤肥力較差,因此裸地及荒漠等重度干擾型景觀類型廣布。裸地及荒漠的天然性所受到的干擾度較為穩(wěn)定,因此研究區(qū)的重度干擾型的面積較大。研究區(qū)的土質(zhì)較差,降水量較少而蒸發(fā)量較大,致使植被大多分布艾比湖區(qū)域附近及河流的附近。艾比湖湖泊及濕地為輕度干擾型的景觀類型,因此在1972—2013年間,湖泊面積有明顯減小的趨勢(shì)而濕地面積明顯增加,由于湖泊面積減少,裸露出湖床,因此轉(zhuǎn)換為濕地景觀類型。中度干擾型的空間分布變化也較為明顯,主要是由于蘆葦及林草等景觀類型的分布發(fā)生變化而導(dǎo)致的。在1972年,中度干擾型的景觀分布較少,而1998—2013年,中度干擾型的景觀分布較多。在1972—2013年,重度干擾類型的分布變化不大,主要是由于艾比湖濕地土壤基質(zhì)及氣候原因?qū)е铝嘶哪奥愕貜V布,且其分布區(qū)域較為穩(wěn)定。

圖2 艾比湖濕地生態(tài)干擾類型分布圖Fig.2 The map of Hemeroby index (HI) at Ebinur Lake wetland

圖3 艾比湖濕地不同干擾類型總面積 Fig.3 Area of different Hemeroby index (HI) types at Ebinur Lake wetland

根據(jù)艾比湖景觀類型的人機(jī)互譯的分類結(jié)果,按照干擾類型對(duì)4個(gè)遙感影像分類并進(jìn)行面積統(tǒng)計(jì)(圖3)。分析結(jié)果可知：艾比湖濕地總體干擾類型的空間分布變化較小。輕度干擾類型的面積略有減小的趨勢(shì),從1972年的102474.27hm2減少為2013年的87075.96 hm2,根據(jù)分析可知,導(dǎo)致該結(jié)果的主要原因?yàn)榘群疵娣e的減少而導(dǎo)致的。這也可表明屬于輕度干擾型的各景觀類型的天然性程度受到了較強(qiáng)的干擾。中度干擾類型呈現(xiàn)出增加的趨勢(shì),其面積變化較大,其結(jié)果是由于裸露的湖床含水量較高,土壤肥力較好,適應(yīng)于植被的生長(zhǎng),大片的蘆葦?shù)戎脖灰子谠诖舜婊?因此植被的面積增加,致使中度干擾類型的面積增加。中度干擾型的區(qū)域面積增加在某一方面可表明各景觀類型的轉(zhuǎn)換現(xiàn)象較為明顯,各景觀類型的天然性程度也有一定的變化。1972—2013年,中度干擾類型的面積分別為12913.86、37685.66、45400.32、40901.71 hm2。同時(shí)也有政策的原因,艾比湖濕地被劃為自然保護(hù)區(qū),因此人類活動(dòng)很少直接干擾濕地生態(tài)系統(tǒng),使其能有更好的自然狀態(tài)自我調(diào)節(jié)和修復(fù)。1972—2013重度干擾類型的面積變化較小,略有波動(dòng),其面積分別為201715.28、184213.46、174572.21、1899006.48 hm2。重度干擾類型的主要景觀類型為荒漠及裸地,這些土地類型很難轉(zhuǎn)換為植被或水域及濕地等景觀類型,因此它們的分布及變化幾乎不變。

通過ArcGIS 10.0的空間疊加分析功能,將研究區(qū)1972—2013年的生態(tài)干擾度分布圖進(jìn)行疊加,并對(duì)1972—2013年間各干擾等級(jí)轉(zhuǎn)化方向和面積進(jìn)行定量分析,如表2所示。

表2 1972—2013年研究區(qū)各干擾類型的轉(zhuǎn)換

12：輕度干擾 Slightly Disturbed→中度干擾 Moderately Disturbed; 13：輕度干擾 Slightly Disturbed→重度干擾 Heavily Disturbed; 21：中度干擾 Moderately Disturbed→輕度干擾 Slightly Disturbed; 23：中度干擾 Moderately Disturbed→重度干擾Heavily Disturbed; 31：重度干擾Heavily Disturbed→輕度干擾 Slightly Disturbed; 32：重度干擾Heavily Disturbed→中度干擾 Moderately Disturbed

從表2可知1998—2007年,2007—2013年的轉(zhuǎn)化速率均大于1972—1998年的轉(zhuǎn)化速率。分析表2可知,在1972—2013年間,各干擾度的類型之間轉(zhuǎn)化速率有加快的趨勢(shì),同時(shí)由低干擾類型轉(zhuǎn)高干擾類型的面積也有增加的趨勢(shì)。表明在1972—1998年,研究區(qū)的生態(tài)干擾度水平總體上較為穩(wěn)定,各干擾類型的轉(zhuǎn)換速率均較低,各干擾型的景觀的天然性程度表現(xiàn)出較為穩(wěn)定的趨勢(shì)。艾比湖湖泊和濕地的面積發(fā)生變化,因此導(dǎo)致周邊景觀類型的變更。在1998—2007年,各干擾類型的轉(zhuǎn)化率較大,尤其在輕度干擾和重度干擾之間的相互轉(zhuǎn)換速率較大,分別為12.4794、13.0986 hm2/a。導(dǎo)致此結(jié)果的原因主要是自然因素和人為因素,艾比湖濕地為自然保護(hù)區(qū),人為活動(dòng)雖然不能直接改變景觀類型,但是艾比湖水體面積的減少卻與當(dāng)?shù)氐纳a(chǎn)活動(dòng)有著密切的聯(lián)系,耕地面積急劇增加,需大量的水灌溉,人們大量引用,導(dǎo)致艾比湖水體減少。根據(jù)近年來的氣候數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)可知,氣候有變暖的趨勢(shì),這對(duì)處于生態(tài)環(huán)境較為脆弱且敏感的干旱區(qū)湖泊、植被等造成一定的影響,同時(shí)也影響到艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的天然性程度。在2007—2013年,研究區(qū)的干擾度的類型由低干擾類型向高干擾類型轉(zhuǎn)變的總面積為383.0436 hm2,而由高干擾類型向低干擾類型轉(zhuǎn)變的總面積為228.9296 hm2。這表明在2007—2013年,研究區(qū)的生態(tài)干擾程度雖然在局部地區(qū)雖然有所下降, 但在總體上呈上升趨勢(shì)。由中度干擾向重度干擾轉(zhuǎn)換的速率明顯增大,為22.0505 hm2/a,中度干擾型的天然性程度有下降的趨勢(shì),主要原因是植被面積發(fā)生改變,尤其是林地、蘆葦?shù)拿娣e急劇減少,轉(zhuǎn)換為裸地或其他。

圖4 不同時(shí)期生態(tài)干擾度動(dòng)態(tài)度Fig.4 4 Dynamic changes of Hemeroby index (HI) at different period

通過ArcGIS 10.0軟件對(duì)相鄰兩個(gè)時(shí)期的生態(tài)干擾度進(jìn)行柵格計(jì)算,得到艾比湖濕地在1972—1998年、1998—2007年、2007—2013年3個(gè)時(shí)段的干擾度動(dòng)態(tài)度,其空間分布特征較為準(zhǔn)確地識(shí)別出生態(tài)干擾活動(dòng)的方向性與發(fā)展趨勢(shì)。通過分析1972—2013年生態(tài)干擾度動(dòng)態(tài)度可知：1972—1998年間的生態(tài)干擾度變化范圍和幅度較小,即表明輕度干擾型整體的天然性程度較為穩(wěn)定。2007—2013年間的生態(tài)干擾度變化范圍和幅度較大。生態(tài)干擾度分布均在艾比湖以及裸地等地變化最大,主要集中于艾比湖水體及荒漠及裸地等區(qū)域。其主要原因在于近年來,隨著西部大開發(fā)政策的實(shí)施以及城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快,在艾比湖區(qū)域附近常住居民生產(chǎn)生活的行為較為頻繁。在1998—2013年間,艾比湖流域仍然以農(nóng)業(yè)生產(chǎn)為主要發(fā)展經(jīng)濟(jì)方式,耕地面積急劇增加,需要大量的水進(jìn)行灌溉,因此引用艾比湖支流的水,會(huì)造成艾比湖湖泊面積急劇減少。此外,也有氣候等自然原因造成生態(tài)干擾度低的艾比湖水體景觀類型的面積變化較大,又因?yàn)檠芯繀^(qū)處于干旱區(qū),氣溫高,降水量多而蒸發(fā)量大,直接影響了艾比湖濕地各景觀的分布。艾比湖湖區(qū)及部分濕地為灰色,受生態(tài)干擾度的程度較輕,從圖3中可以明顯看出艾比湖湖泊的縮減致使周邊的濕地面積增加。在研究區(qū)東部裸地及其他景觀類型的生態(tài)干擾度發(fā)生改變,這主要是由于該區(qū)域的景觀類型的變化導(dǎo)致的。在1998—2007年,生態(tài)干擾度變化較為穩(wěn)定且集中。

3.2 生態(tài)干擾度變化的驅(qū)動(dòng)因素分析

3.2.1 自然因素

自然因素不僅對(duì)土地利用/覆蓋變化及景觀格局有重要的影響,而且也是生態(tài)干擾度的主要驅(qū)動(dòng)因素之一。尤其是生態(tài)系統(tǒng)較為敏感的干旱區(qū)濕地生態(tài)系統(tǒng),氣候變化對(duì)水文,生態(tài)化學(xué)過程、生物群落以及整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)有重要的影響。區(qū)域氣候干濕程度取決于降水和氣溫。它們影響著徑流的形成和地域分布,因此對(duì)研究區(qū)的生態(tài)干擾度有重要的影響。 本文選擇了1972—2013年的年均降水量、年均溫度以及年蒸發(fā)量等氣候因素,分析干旱區(qū)濕地生態(tài)干擾度(圖5)。

圖5 1972—2013年艾比湖濕地年均蒸發(fā)量、年均降水量及年均氣溫Fig.5 The change of annual evaporation, mean annual temperature and annual precipition in 1972—2013

根據(jù)圖5可知,在近40年間,年蒸發(fā)量波動(dòng)幅度較大,呈波動(dòng)下降的趨勢(shì),年均降水量及年均氣溫均有波動(dòng)增加的趨勢(shì)。氣候因素對(duì)研究區(qū)中部的湖泊(輕度干擾型)的面積大小有直接的影響,因此位于艾比湖湖區(qū)周邊裸露的湖床及濕地不僅面積發(fā)生相應(yīng)變化,而且空間結(jié)構(gòu)亦發(fā)生相應(yīng)變化。在干旱區(qū),植被對(duì)氣候變化有最直接的響應(yīng)。在1972—1998年,年蒸發(fā)量略有降低的趨勢(shì),而年降水量及年均氣溫均有增加的趨勢(shì),這有利于中度干擾類型的林草地等景觀類型的生長(zhǎng)。較為溫和的氣候條件下,艾比湖面積減小而裸露出湖床適宜蘆葦?shù)戎脖坏纳L(zhǎng)。因此在自然因素的影響下,相比1972年, 1998—2013年分布在艾比湖西部的蘆葦及研究區(qū)東南部的入湖河流附近的植被等景觀類型面積增加,分布較廣。研究區(qū)的東部有少部分區(qū)域零星的分布著植被。研究區(qū)處于干旱區(qū),土地貧瘠,生態(tài)系統(tǒng)脆弱且敏感,因此氣候因素對(duì)研究區(qū)的景觀格局有極其重要的影響,最終導(dǎo)致了生態(tài)干擾度的空間分布的變化。

研究區(qū)的蒸發(fā)量較大,均在1500—1800mm之間,這是該區(qū)域土壤鹽漬化的主要因素。在1998—2007年,年蒸發(fā)量下降程度較大,年降水量略有下降的趨勢(shì),年均溫度仍然呈上升的趨勢(shì)。這表明研究區(qū)在該時(shí)期氣候條件較為溫和,這不僅有利于重度干擾型的鹽漬化程度減輕,而且對(duì)中度干擾型的草地、林地等植被的生長(zhǎng)有積極的作用,中度干擾類型面積增加,重度干擾類型的面積減少。在2007—2013年,年蒸發(fā)量有上升的趨勢(shì),年降水量增大而溫度降低。近6年來,研究區(qū)的氣候較為濕潤(rùn),對(duì)植被的生長(zhǎng)有積極的作用,但由于艾比湖濕地土壤基質(zhì)較差,環(huán)境較為干旱。因此,中度干擾類型的植被等景觀面積并未有大幅度的增加。

3.2.2 人為因素

濕地生態(tài)系統(tǒng)的形成與人類活動(dòng)密切相關(guān)。人為因素主要途徑之一是通過國(guó)家及當(dāng)?shù)氐耐恋乩?、?jì)劃生育及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等政策對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)造成影響。政府可以通過政策有效且強(qiáng)制的對(duì)濕地進(jìn)行管理。隨著西部大開發(fā)政策的實(shí)施及城市化進(jìn)程的推進(jìn),經(jīng)濟(jì)迅速發(fā)展。在2000年,艾比湖濕地被設(shè)為自治區(qū)濕地保護(hù)區(qū),2007年被設(shè)為國(guó)家級(jí)濕地保護(hù)區(qū)。在近年來,艾比湖濕地在某些程度上來說,生態(tài)系統(tǒng)得到改善。因此人為因素也是影響艾比湖濕地生態(tài)干擾度時(shí)空變化的主要因素之一。本文選用了牲畜量、總?cè)丝跀?shù)及生產(chǎn)總值分析人為因素對(duì)生態(tài)干擾度的影響。

圖6 1972—2013年精河縣牲畜量、總?cè)丝诩吧a(chǎn)總值 Fig.6 The change of Livestock population and GDP at Ebinur Lake wetland in 1972—2013

艾比湖自然保護(hù)區(qū)主要位于精河縣內(nèi),其生態(tài)干擾度的程度與精河縣的人為活動(dòng)的強(qiáng)度有密切的聯(lián)系。牲畜量、人口及生產(chǎn)總值的增加,會(huì)導(dǎo)致需水量的增加,而精河縣的用水主要來源是艾比湖的入湖河流。因此該因素也是影響艾比湖湖區(qū)面積的主要因素。根據(jù)圖6可知,在1972—2013年,牲畜量、人口及生產(chǎn)總值均呈上升趨勢(shì)。在1972—1998年牲畜量增加的幅度較小。生產(chǎn)總值呈上升的趨勢(shì),其增長(zhǎng)的幅度較小。人口數(shù)量的增加也較為緩慢。因此在1972—1998年,人為活動(dòng)對(duì)生態(tài)干擾的程度影響較小。研究區(qū)的植被等類型的生長(zhǎng)主要因素是水。因此水量的多少會(huì)影響分布在研究區(qū)中部的湖區(qū)附近及研究區(qū)東南方向的入湖河流附近的林草等中度干擾類型的面積及空間分布。在2007—2013年,牲畜量有減小的趨勢(shì),經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)總值大幅度上升,人口總數(shù)增長(zhǎng)幅度加大,這加重了濕地生態(tài)系統(tǒng)的供給。不僅需要大量的生活用水,而且可能是精河縣耕地面積增加的重要因素,因此需要艾比湖主要入湖河流的水灌溉,最終間接的影響輕度干擾類型水體景觀的面積及分布。2008—2013年牲畜量得到控制。這有利于研究區(qū)的屬于中度干擾類型的林草地等景觀的分布面積。其主要在于政府加大對(duì)艾比湖濕地的保護(hù)力度,在2007年,設(shè)立為國(guó)家級(jí)濕地保護(hù)區(qū)。經(jīng)濟(jì)增長(zhǎng)迅速,人口總量增加,需要大量的耕地及水資源,因此對(duì)屬于輕度干擾的水體景觀有重要影響。經(jīng)濟(jì)增長(zhǎng)速度迅猛,人類活動(dòng)頻繁,會(huì)嚴(yán)重的影響生態(tài)系統(tǒng),因此輕度干擾型的艾比湖湖泊面積急劇縮減,中度干擾型的林草地等景觀類型面積減少,而耕地等面積增長(zhǎng)迅速。

3.3 景觀格局指數(shù)對(duì)生態(tài)干擾的響應(yīng)

3.3.1 景觀格局指數(shù)對(duì)生態(tài)干擾類型的響應(yīng)

艾比湖濕地生態(tài)干擾度各類型的變化會(huì)導(dǎo)致景觀格局指數(shù)的變化。1972—2013年重度干擾的區(qū)域邊緣密度指數(shù)(ED)均較大,表明重度干擾型的景觀類型斑塊邊緣處于復(fù)雜化,斑塊形狀不規(guī)則程度較大,輕度、中度干擾區(qū)域的邊緣密度較小。說明生態(tài)干擾度的強(qiáng)度即為景觀類型的天然性程度會(huì)影響景觀結(jié)構(gòu)的破碎化程度。在1972—2007年,重度干擾區(qū)域邊緣密度呈減小的趨勢(shì),景觀斑塊的邊緣處于簡(jiǎn)單化過程,這表明重度干擾型的生態(tài)干擾度趨于穩(wěn)定,然而2013年重度干擾區(qū)域邊緣密度增加。輕度干擾類型區(qū)域的邊緣密度則較為穩(wěn)定,說明天然性程度較高的(輕度干擾區(qū)域)的景觀結(jié)構(gòu)較為穩(wěn)定。在1972—1998年,中度干擾區(qū)域的邊緣密度指數(shù)(ED)增加較大,景觀斑塊不規(guī)則程度較大,景觀格局較不穩(wěn)定。1998—2013年,變化較小,總體來說景觀破碎化程度變化較小,景觀格局較為穩(wěn)定,其區(qū)域內(nèi)的天然性程度較為穩(wěn)定。生態(tài)干擾度的空間分布會(huì)直接影響邊緣密度。

在 1972—2013 年,輕度干擾區(qū)域的平均形狀指數(shù)(MSI)較為穩(wěn)定,說明該區(qū)域景觀格局的形狀與結(jié)構(gòu)較為穩(wěn)定。中度干擾區(qū)域的平均形狀指數(shù)(MSI)有增加的趨勢(shì),其景觀異質(zhì)性程度增加,景觀復(fù)雜性增加。重度干擾區(qū)域的平均形狀指數(shù)(MSI)有波動(dòng),景觀格局發(fā)生變化,說明艾比湖濕地生態(tài)系統(tǒng)較不穩(wěn)定。平均形狀指數(shù)(MSI)增加說明處于中度干擾和重度干擾的景觀空間格局復(fù)雜性增強(qiáng),該值變化說明了艾比湖生態(tài)系統(tǒng)許多生態(tài)過程都受到了不同程度的影響。面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)一定程度上也反映了人類活動(dòng)對(duì)景觀格局的影響。一般來說,受人類活動(dòng)干擾小的自然景觀的分?jǐn)?shù)維值高,而受人類活動(dòng)影響大的人為景觀的分?jǐn)?shù)維值低。在1972—2013年,艾比湖濕地的面積加權(quán)的平均拼塊分形指數(shù)(AWMPFD)總體水平較為穩(wěn)定,且有略微增加的趨勢(shì)。說明面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)對(duì)生態(tài)干擾性有積極的影響(圖7)。

根據(jù)圖7可知,1972—2013年輕度干擾區(qū)域景觀分離度(DIVISION)波動(dòng)較小,中度干擾區(qū)域的景觀分離度(DIVISION)有增加的趨勢(shì),在1998—2013年較為穩(wěn)定,說明在1998—2013年,中度干擾的景觀斑塊離散程度較為穩(wěn)定。重度干擾區(qū)域的分離度較為穩(wěn)定,在2007年,分離度指數(shù)較小。艾比湖濕地的分離度整體呈較為穩(wěn)定的趨勢(shì),根據(jù)分析,這可能是因?yàn)榘群^(qū)域在2000年被設(shè)定為保護(hù)區(qū),區(qū)域有較為天然的生態(tài)過程。

圖7 不同生態(tài)干擾度景觀格局指數(shù)年變化統(tǒng)計(jì)Fig.7 Statists of different disturbed degree of Hemeroby index (HI) at different years

根據(jù)圖7可知,1972—2013年,輕度、重度干擾區(qū)域的景觀豐度密度(PRD)值呈穩(wěn)定的狀態(tài)。1972—2013年中度干擾區(qū)域的景觀豐度密度(PRD)有明顯下降的趨勢(shì),這表明單位面積的景觀組分有減小的趨勢(shì),中度干擾區(qū)域的生態(tài)干擾度的天然性程度下降。景觀豐度密度能較好的反映不同程度生態(tài)干擾度區(qū)域內(nèi)部的生態(tài)過程。在1972—2013年,輕度干擾及重度干擾區(qū)域的香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)較為穩(wěn)定。在1972—2013年,中度干擾區(qū)域的香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)先降后升再降,其中2007年的中度干擾區(qū)域的香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)的值最大,中度干擾區(qū)域不同景觀的多樣性與異質(zhì)性較大。

很多研究曾通過景觀指數(shù)探討了人為干擾度與景觀格局之間的關(guān)系。有研究表明人為干擾度強(qiáng)度越大,景觀格局越有規(guī)則性。本文通過從4個(gè)方面選取6個(gè)景觀指數(shù)探討生態(tài)干擾度與景觀格局之間的關(guān)系。通過分析可知生態(tài)干擾強(qiáng)度大的區(qū)域,景觀破碎度越大,復(fù)雜性越大。其原因在于艾比湖濕地為國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū),人為干擾的因素較小,主要原因在于保護(hù)區(qū)處于較為自然的生態(tài)過程。同時(shí)也進(jìn)一步說明艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)的生態(tài)環(huán)境在某種程度上有一定的改善。

3.3.2 景觀格局指數(shù)與生態(tài)干擾度指時(shí)空動(dòng)態(tài)變化關(guān)系

有研究表明同一區(qū)域內(nèi)干擾度強(qiáng)度在時(shí)間和空間上對(duì)景觀格局會(huì)產(chǎn)生不同的影響。面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)的生態(tài)意義是反映景觀格局總體特征的重要指標(biāo),它在一定程度上也反映了人類活動(dòng)對(duì)景觀格局度的影響。邊緣密度指數(shù)(ED)指景觀總體單位面積異質(zhì)景觀要素斑塊間的邊緣長(zhǎng)度,說明各干擾類型的景觀破碎化。根據(jù)分析景觀格局指數(shù)的意義以及景觀指數(shù)對(duì)各干擾類型的響應(yīng)程度,本文選擇邊緣密度指數(shù)(ED)及面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)進(jìn)行空間化,分析1972—2013年景觀格局指數(shù)的空間分異特征。

圖8 1972—2013年艾比湖濕地景觀格局指數(shù)空間分異Fig.8 Spatial distribution of landscape pattern index in 1972—2013 at Ebinur Lake wetland

本研究為了保證尺度完整性及定量評(píng)價(jià)的準(zhǔn)確性,利用網(wǎng)格法將研究區(qū)劃分為(3 km×3 km)的單元網(wǎng)格,將景觀格局指數(shù)進(jìn)行空間化(圖8)。在空間上邊緣密度指數(shù)(ED) 高值出現(xiàn)在生態(tài)干擾度較高區(qū)域,邊緣密度指數(shù)(ED)的低值主要集中出現(xiàn)在生態(tài)干擾度較低區(qū)域,這表明邊緣密度(ED)與生態(tài)干擾度的空間分布上有一定的相關(guān)性。從1972—2013年,邊緣密度指數(shù)(ED)的空間分布變化較大,其中在1998年、2007年的邊緣密度指數(shù)(ED)的總體水平較高。1972年及2013年邊緣密度指數(shù)(ED)的分布較為復(fù)雜,說明其景觀斑塊破碎度增加,生態(tài)干擾度有所下降。1972—2013年,邊緣密度指數(shù)(ED)的低值區(qū)主要集中在艾比湖的湖區(qū),“較低值”區(qū)域主要分布在湖區(qū)附近的濕地。邊緣密度指數(shù)(ED)的高、“較高值”區(qū)主要集中在重度干擾的裸地等景觀類型區(qū)域以及艾比湖濕地的荒漠區(qū)。這可以表明景觀格局的邊緣密度指數(shù)(ED)與生態(tài)干擾度在空間分布上有較好的一致性及相關(guān)性。在1972—2013年,面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD) 空間分布總體有降低的趨勢(shì)。面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)的“低值”區(qū)主要集中在干擾度低的艾比湖湖區(qū),且與艾比湖湖區(qū)變化較為一致。在1972年,面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)的“較低值”區(qū)域較大,1972—2007年,“較低值”區(qū)的面積隨時(shí)間的變化而減少,在2013年,“較低值”區(qū)域分布面積較大,說明在2013年人為干擾度對(duì)景觀格局的影響較小。在1972—2007年,面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)的高值區(qū)分布較廣,而2013年分布較小,主要分布在重度干擾的景觀類型區(qū)域。根據(jù)分析可知,景觀格局指數(shù)與干擾度的類型之間有密切的關(guān)系。

3.4 生態(tài)干擾度與景觀格局指數(shù)空間關(guān)聯(lián)

本研究選取了景觀邊緣密度指數(shù)(ED)、平均形狀指數(shù)(MSI)、面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)、景觀分離度(DIVISION)、景觀豐度密度(PRD)、香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)等6個(gè)景觀格局指數(shù)探討生態(tài)干擾度對(duì)景觀格局的影響,分析景觀格局指數(shù)的相關(guān)性(表3)。

表3 生態(tài)干擾度與景觀格局指數(shù)相關(guān)性矩陣

**, 在 0.01 水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)；*, 在 0.05 水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)

根據(jù)本研究區(qū)景觀指數(shù)的空間相關(guān)性統(tǒng)計(jì)分析可知,生態(tài)干擾度指數(shù)與景觀指數(shù)相關(guān)性大小依次為：邊緣密度指數(shù)(ED) <景觀豐度密度(PRD) <香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)<平均形狀指數(shù)(MSI)面積加權(quán)的<平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD) <景觀分離度(DIVISION)(表3)。

1972—2013年,艾比湖濕地生態(tài)干擾度均與景觀格局指數(shù)有相關(guān)性。生態(tài)干擾度與邊緣密度指數(shù)(ED)、平均形狀指數(shù)(MSI)及景觀分離度(DIVISIO)均呈正相關(guān),其中與平均形狀指數(shù)(MSI)在0.05水平上呈顯著相關(guān),說明研究區(qū)在生態(tài)干擾度對(duì)景觀破碎度及復(fù)雜性有積極的影響。生態(tài)干擾度與景觀豐度密度(PRD)呈負(fù)相關(guān),這表明生態(tài)干擾度與景觀組分及景觀異質(zhì)性有負(fù)面影響。邊緣密度(ED)與平均形狀指數(shù)(MSI)的相關(guān)性較高,在0.01水平上呈顯著相關(guān)。通過表3分析可知,在1972年,生態(tài)干擾度與各景觀指數(shù)的相關(guān)性最高,說明艾比湖濕地的生態(tài)干擾程度較大,景觀格局的異質(zhì)性、復(fù)雜性較大。這與以往的研究有一致性,同時(shí)也說明了生態(tài)干擾度與景觀之間的關(guān)聯(lián)性。在2007年,生態(tài)干擾度與各景觀指數(shù)的相關(guān)性較低。在1972—2013年,生態(tài)干擾度與景觀指數(shù)的相關(guān)性有降低的趨勢(shì),說明了艾比湖濕地的生態(tài)干擾程度有減弱的趨勢(shì)。

4 討論與結(jié)論

4.1 討論

“生態(tài)干擾度”被引入到景觀監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)中,很多學(xué)者均用此概念描述外界對(duì)森林、濕地等生態(tài)系統(tǒng)天然性的干擾程度。不少研究中用“人為干擾度”[26,28,41]的概念來描述濕地等生態(tài)系統(tǒng)的所受到的人為活動(dòng)的干擾程度。也很多學(xué)者用生態(tài)干擾度的概念評(píng)價(jià)生態(tài)系統(tǒng)受到的干擾程度。如陳愛蓮等[14]借助遙感的手段,引入“生態(tài)干擾度”概念,系統(tǒng)地評(píng)價(jià)雙臺(tái)河口濕地的景觀及生態(tài)干擾度的變化特征。李繼紅和胡慶磊[21]通過景觀分析及GIS空間分析法,探討寶清縣濕地生態(tài)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)分異特征及景觀格局的響應(yīng)機(jī)制。本文通過此概念分析了艾比湖濕地保護(hù)區(qū)的生態(tài)干擾度的時(shí)空分異特征及景觀格局的變化,探討空間上景觀指數(shù)與生態(tài)干擾度之間的相互關(guān)系,這將有利于較為全面系統(tǒng)的揭示景觀格局與生態(tài)干擾度的響應(yīng)機(jī)制。客觀系統(tǒng)的認(rèn)識(shí)和評(píng)價(jià)艾比湖區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)及環(huán)境,可為干旱區(qū)實(shí)現(xiàn)自然環(huán)境的保護(hù),土地利用及環(huán)境保護(hù)之間的關(guān)系協(xié)調(diào)提供較為實(shí)用的參考,以期為區(qū)域的可持續(xù)發(fā)展提供理論依據(jù)。

本文在研究過程中存在以下不足之處。(1)本文選用的4期遙感影像并非同一日期的,每個(gè)時(shí)期的氣溫、降水等自然因素的不同均會(huì)影響植被的生長(zhǎng)以及湖泊的面積,這最終會(huì)直接影響到生態(tài)干擾度的時(shí)空分異。(2)本文借鑒相關(guān)研究構(gòu)建生態(tài)干擾度指數(shù)景觀類型分類系統(tǒng),這方面的文獻(xiàn)并沒有對(duì)構(gòu)建分類系統(tǒng)有所規(guī)范,此類問題在諸多研究中均有出現(xiàn)。(3)本文在景觀指數(shù)的選取上,主要是通過閱讀文獻(xiàn)及對(duì)景觀指數(shù)的理解進(jìn)行選擇的,其主觀性過強(qiáng),選擇的景觀指數(shù)不一定全部都能很好地反映與生態(tài)干擾度之間的響應(yīng)關(guān)系。(4)此外,本文在探討生態(tài)干擾度的驅(qū)動(dòng)因子時(shí),主要參考相關(guān)文獻(xiàn)進(jìn)行選取,并未考慮到更為全面的因素解釋其變化。這些有待今后進(jìn)一步研究。

4.2 結(jié)論

生態(tài)干擾度能很好的反映區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)脆弱程度以及生態(tài)環(huán)境狀況[42]。通過對(duì)艾比湖濕地生態(tài)干擾度的研究,可為地處于發(fā)展的干旱區(qū)生態(tài)環(huán)境的管理提供輔助決策支持。尤其需要對(duì)生態(tài)干擾度高的區(qū)域高度重視,全面考慮本研究區(qū)的生態(tài)環(huán)境,科學(xué)的、合理的對(duì)干旱區(qū)的濕地實(shí)施保護(hù)。

本文綜合考慮《全國(guó)土地利用分類》及研究區(qū)域植被分布,將遙感技術(shù)應(yīng)用于艾比湖濕地。從景觀生態(tài)學(xué)的角度,分析1972—2013年艾比湖濕地生態(tài)干擾度的動(dòng)態(tài)變化與景觀的響應(yīng)。結(jié)果表明：

(1) 1972—2013年,艾比湖濕地生態(tài)干擾度總體較為穩(wěn)定。輕度干擾區(qū)域的面積較為穩(wěn)定,中度干擾類型的空間分布變化較大,這表明艾比湖濕地植被的天然性程度較不穩(wěn)定易受到干擾。1972—2013年,干擾度的類型之間的轉(zhuǎn)化速率有加快的趨勢(shì),可說明干旱區(qū)的濕地生態(tài)系統(tǒng)的天然性程度易受到干擾。

(2) 在1972—2013年,艾比湖濕地年均溫度呈上升的趨勢(shì),年均降水量波動(dòng)較大,且其年均蒸發(fā)量大,造成該區(qū)域的植被分布及湖泊面積發(fā)生變化,這直接影響到艾比湖濕地生態(tài)系統(tǒng)的天然性程度。

(3) 1972—2013年,邊緣密度指數(shù)(ED),平均形狀指數(shù)(MSI),面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD),景觀分離度(DIVISION),四項(xiàng)景觀格局指數(shù)大體呈上升的趨勢(shì),景觀豐度密度(PRD)及香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)大體呈下降的趨勢(shì),說明艾比湖濕地生態(tài)系統(tǒng)的天然性程度受到的干擾程度增加。

(4)邊緣密度指數(shù)(ED) 和面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)與生態(tài)干擾度在空間分布上有較好的一致性及相關(guān)性。生態(tài)干擾度與景觀格局指數(shù)空間分布相關(guān)性大小依次為：邊緣密度指數(shù)(ED)<景觀豐度密度(PRD)<香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)<平均形狀指數(shù)(MSI)<面積加權(quán)的平均斑塊分形指數(shù)(AWMPFD)<景觀分離度(DIVISION)。

[1] 王繼國(guó), 金海龍, 靳萬貴. 艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)土壤保持生態(tài)功能及價(jià)值評(píng)價(jià). 干旱區(qū)地理, 2008, 31(1): 135- 141.

[2] 金海龍, 白祥, 滿中龍, 昝梅. 新疆艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)土壤空間異質(zhì)性研究. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2010, 24(2): 150- 157.

[3] 張玉紅, 蘇立英, 于萬輝, 張洪云. 扎龍濕地景觀動(dòng)態(tài)變化特征. 地理學(xué)報(bào), 2015, 70(1): 131- 142.

[4] 謝正宇, 李文華, 謝正君, 李新琪. 艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值評(píng)估. 干旱區(qū)地理, 2011, 34(3): 532- 540.

[5] 鄢雪英, 丁建麗, 李鑫, 張喆, 馬爾哈巴, 曾小箕, 王剛. 艾比湖濕地退化對(duì)鹽塵暴發(fā)生及運(yùn)移路徑的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(17): 5856- 5865.

[6] 張麗, 趙丹丹, 劉吉平, 陳智文, 劉家福. 近30年吉林市景觀格局變化及氣候效應(yīng). 吉林大學(xué)學(xué)報(bào): 地球科學(xué)版, 2015, 45(1): 265- 272.

[7] 彭建, 黨威雄, 劉焱序, 宗敏麗, 胡曉旭. 景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展與展望. 地理學(xué)報(bào), 2015, 70(4): 664- 677.

[8] Olsson E G A, Austrheim G, Grenne S N. Landscape change patterns in mountains, land use and environmental diversity, Mid-Norway 1960- 1993. Landscape Ecology, 2000, 15(2): 155- 170.

[9] 劉吉平, 馬海超, 趙丹丹. 三江平原孤立濕地景觀空間結(jié)構(gòu). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(14): 4307- 4316.

[10] 洪佳, 盧曉寧, 王玲玲. 1973- 2013年黃河三角洲濕地景觀演變驅(qū)動(dòng)力. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(4): 924- 935.

[11] Sui X, Chen L, Chen A, Wang D S, Wang W L, Ge H F, Ji G D. Assessment of temporal and spatial landscape and avifauna changes in the Yellow River wetland natural reserves in 1990- 2013, China. Ecological Engineering, 2015, 84: 520- 531.

[12] 宮兆寧, 張翼然, 宮輝力, 趙文吉. 北京濕地景觀格局演變特征與驅(qū)動(dòng)機(jī)制分析. 地理學(xué)報(bào), 2011, 66(1): 77- 88.

[13] 國(guó)慶喜, 王天明. 豐林自然保護(hù)區(qū)景觀生態(tài)評(píng)價(jià)——量化與解釋. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 16(5): 825- 832.

[14] 陳愛蓮, 朱博勤, 陳利頂, 吳艷華, 孫然好. 雙臺(tái)河口濕地景觀及生態(tài)干擾度的動(dòng)態(tài)變化. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(5): 1120- 1128.

[15] 尹昌平, 羅格平, 魯蕾, 史建康. 內(nèi)陸干旱區(qū)土地利用變化的景觀格局特征分析——以新疆白楊河流域?yàn)槔? 干旱區(qū)地理, 2008, 31(1): 67- 74.

[16] 孫倩, 塔西甫拉提·特依拜, 張飛, 丁建麗, 買買提·沙吾提, 韓桂紅, 桂東偉. 渭干河-庫車河三角洲綠洲土地利用/覆被時(shí)空變化遙感研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(10): 3252- 3265.

[17] 鞏杰, 謝余初, 高彥凈, 孫朋, 錢大文. 1963- 2009年金塔綠洲變化對(duì)綠洲景觀格局的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(3): 603- 612.

[18] 張飛, 塔西甫拉提·特依拜, 丁建麗, 王伯超, 王飛, 買買提·沙吾提. 干旱區(qū)綠洲土地利用/覆被及景觀格局變化特征——以新疆精河縣為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(3): 1251- 1263.

[19] 馮異星, 羅格平, 周德成, 韓其飛, 魯蕾, 許文強(qiáng), 朱磊, 尹昌應(yīng), 戴麗, 李艷忠. 近50a土地利用變化對(duì)干旱區(qū)典型流域景觀格局的影響——以新疆瑪納斯河流域?yàn)槔? 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(16): 4295- 4305.

[20] Celka Z. Relics of cultivation in the vascular flora of medieval west slavic settlements and castles. Biodiversity: Research and Conservation, 2011, 22: 1- 110.

[21] 李繼紅, 胡慶磊. 基于生態(tài)干擾度的寶清縣濕地景觀動(dòng)態(tài)分析. 西北林學(xué)院學(xué)報(bào), 2013, 28(5): 154- 159, 194- 194.

[22] 李邁和, Kruchi N, 楊健. 生態(tài)干擾度——一種評(píng)價(jià)植被天然性程度的方法. 地理科學(xué)進(jìn)展, 2002, 21(5): 450- 458.

[23] Battisti C, Fanelli G. Applying indicators of disturbance from plant ecology to vertebrates——the hemeroby of bird species. Ecological Indicators, 2016, 61: 799- 805.

[24] Fehrenbach H, Grahl B, Giegrich J, Busch M. Hemeroby as an impact category indicator for the integration of land use into life cycle (impact) assessment. The International Journal of Life Cycle Assessment, 2015, 20(11): 1511- 1527.

[25] Brentrup F, Küsters J, Lammel J, Kuhlmann H. Life cycle impact assessment of land use based on the hemeroby concept. The International Journal of Life Cycle Assessment, 2002, 7(6): 339- 348.

[26] 肖翠, 解雪峰, 吳濤, 蔣國(guó)俊, 邊華菁, 徐偉. 浙江西門島濕地景觀格局與人為干擾度動(dòng)態(tài)變化. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(11): 3255- 3262.

[27] 朱教君, 劉世榮. 次生林概念與生態(tài)干擾度. 生態(tài)學(xué)雜志, 2007, 26(7): 1085- 1093.

[28] 孫永光, 趙冬至, 吳濤, 衛(wèi)寶泉, 高樹剛, 李媛, 曹芳芳. 河口濕地人為干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)及景觀響應(yīng)——以大洋河口為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(12): 3645- 3655.

[29] 張敏, 宮兆寧, 趙文吉, 阿多. 近30年來白洋淀濕地景觀格局變化及其驅(qū)動(dòng)機(jī)制. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(15): 4780- 4791.

[30] 董正武, 趙曉英, 高翔, 郭名軍. 退化濕地恢復(fù)中植物群落的變化——以艾比湖精河入湖口為例. 草業(yè)科學(xué), 2011, 28(3): 426- 430.

[31] 張雪妮, 呂光輝, 貢璐, 秦璐, 李嘗君, 孫景鑫, 任曼麗. 新疆艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)不同土壤類型無機(jī)碳分布特征. 中國(guó)沙漠, 2013, 33(4): 1084- 1090.

[32] 王合玲, 呂光輝, 楊曉東. 新疆艾比湖濕地主要植物的種間關(guān)聯(lián)分析. 生態(tài)學(xué)雜志, 2011, 30(12): 2713- 2718.

[33] 王璐, 丁建麗. 基于景觀尺度的艾比湖保護(hù)區(qū)LUCC變化及其驅(qū)動(dòng)力分析. 水土保持研究, 2015, 22(1): 217- 223.

[34] 楊曉東, 呂光輝, 田幼華, 楊軍, 張雪妮. 新疆艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)植物的生態(tài)分組. 生態(tài)學(xué)雜志, 2009, 28(12): 2489- 2494.

[35] 張飛, 塔西甫拉提·特依拜, 丁建麗, 田源, 依力亞斯江·努爾麥麥提, 哈學(xué)萍. 基于不同窗口紋理特征的SVM土壤鹽漬化信息提取方法與精度分析研究. 干旱區(qū)地理, 2009, 32(1): 57- 66.

[36] 田長(zhǎng)彥, 宋郁東, 胡明芳. 新疆荒漠化現(xiàn)狀、成因及對(duì)策. 中國(guó)沙漠, 1999, 19(3): 214- 218.

[37] Walz U, Stein C. Indicators of hemeroby for the monitoring of landscapes in Germany. Journal for Nature Conservation, 2014, 22(3): 279- 289.

[38] 張?jiān)? 張飛, 周梅, 李曉航, 任巖, 王娟. 干旱區(qū)內(nèi)陸艾比湖區(qū)域景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及時(shí)空分異. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(1): 233- 242.

[39] 張蕓香, 郭晉平. 森林景觀斑塊密度及邊緣密度動(dòng)態(tài)研究——以關(guān)帝山林區(qū)為例. 生態(tài)學(xué)雜志, 2001, 20(1): 18- 21.

[40] 劉吉平, 趙丹丹, 田學(xué)智, 趙亮, 劉家福. 1954—2010年三江平原土地利用景觀格局動(dòng)態(tài)變化及驅(qū)動(dòng)力. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(12): 3234- 3244.

[41] 陳鵬, 傅世鋒, 文超祥, 吳海燕, 宋志曉. 1989—2010年間廈門灣濱海濕地人為干擾影響評(píng)價(jià)及景觀響應(yīng). 應(yīng)用海洋學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(2): 167- 174.

[42] 梁發(fā)超, 劉黎明. 景觀格局的人類干擾強(qiáng)度定量分析與生態(tài)功能區(qū)優(yōu)化初探——以福建省閩清縣為例. 資源科學(xué), 2011, 33(6): 1138- 1144.

AnalysisofthetemporalandspatialdynamicsoflandscapepatternsandhemerobyindexoftheEbinurLakeWetlandNatureReserve,Xinjiang,overthelast40years

ZHANG Yue1,2, ZHANG Fei1,2, 3,*, WANG Juan1,2, REN Yan1,2, Abduwasit Ghulam4, Hsiang-te KUNG5, CHEN Yun6

1CollegeofResourcesandEnvironmentScience,XinjiangUniversity,Urumqi830046,China2KeyLaboratoryofOasisEcology,XinjiangUniversity,Urumqi830046,China3KeyLaboratoryofXinjiangWisdomCityandEnvironmentModeling,Urumqi830046,China4CenterforSustainability,SaintLouisUniversity,St.Louis,MO63108,USA5DepartmentofEarthSciences,UniversityofMemphis,Memphis, 38152,USA6CommonwealthscientificandIndustrialResearchOrganization,LandandWater,Canberra, 2601,Australia

Wetlands are an important part of ecological systems. Wetlands not only provide the survival habitats and resources for plants, animals, and human but also are highly beneficial for the environment. In arid zones in particular, wetlands have

considerable scientific attention. The hemeroby index provides a measure of the magnitude to which the vegetation of an ecological environment deviates from the natural state as a consequence of human activities. It is beneficial to manage rationally for economic development in order to protect the ecological environment. The present study fills a gap in our understanding of the sustainable development of the wetland ecosystem in the Ebinur Lake Wetland Nature Reserve, Xinjiang Uyghur Autonomous Region, China. A hemeroby-type classification system for the Ebinur Lake Wetland Reserve was established based on multiple datasets, including Landsat MSS/TM/ETM+/OLI image data obtained in 1972, 1998, 2007, and 2013. The study explored the spatiotemporal dynamics of hemeroby and the landscape pattern response through hemeroby, landscape pattern, spatial patch, and GIS spatial analyses in the study area. The following results were obtained: (1) From 1972 to 2013, the ecological hemeroby degree for the Ebinur Lake wetland showed a relatively stable trend; however, there were marked changes in its spatial distribution. The distribution of the partially disturbed type of wetland has obviously changed. This indicates that the degree of naturalness of wetland vegetation is unstable and susceptible to human interference in this area. There was a high conversion rate of different hemeroby index (HI) types from 1972 to 2013. Dynamic changes in hemeroby degree are more likely to be attributed to natural, human, and policy-driven forces that result in a comprehensive effect. During the period 1972—2013, changes in natural factors (mean annual evaporation, temperature, and precipitation) and human factors (livestock, population, and GDP) led to change in the distribution of vegetation and Ebinur Lake area, which influenced the degree of naturalness of the ecological system. (2) During the period 1972—2013, there were significant increases in four landscape pattern indices, edge density (ED), mean shape index (MSI), area-weighted mean patch fractal dimension index (AWMPFD), and landscape division (DIVISION). However, in 2013, the regional landscape index was relatively stable. (3) High values of ED and AWMPFD were recorded for areas with a high HI. This shows that landscape patch fragmentation and complexity is higher in areas with a high HI, and that the degree of naturalness is unstable. Low values of patch fragmentation and complexity are mainly concentrated in areas with a low HI. This indicates that landscape pattern indices and the HI have good consistency and correlation with regard to spatial distribution. The HI was positively correlated with DIVISION, AWMPFD, MSI, Shannon′s diversity index, patch richness density, and ED, in a decreasing order of influence. Evaluation of the ecological environment of the Ebinur Lake region provides a practical reference for the protection of the natural environment and resources, and will prove beneficial for the coordinated management of the environmental for sustainable development.

Ebinur Lake Wetland Nature Reserve; hemeroby; spatio-temporal dynamics; landscape pattern

新疆維吾爾自治區(qū)自然科學(xué)基金項(xiàng)目(2016D01C029)；自治區(qū)青年科技創(chuàng)新人才培養(yǎng)工程項(xiàng)目(2013731002)；國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41361045,41130531)；國(guó)家自然科學(xué)基金(新疆聯(lián)合基金本地優(yōu)秀青年人才培養(yǎng)專項(xiàng))(U1503302)

2016- 09- 08; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期

日期:2017- 07- 11

*通訊作者Corresponding author.E-mail: zhangfei3s@163.com

10.5846/stxb201609081825

張?jiān)?張飛,王娟,任巖,Abduwasit Ghulam,Hsiang-te KUNG,陳蕓.近40年艾比湖濕地自然保護(hù)區(qū)生態(tài)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)及景觀格局變化.生態(tài)學(xué)報(bào),2017,37(21):7082- 7097.

Zhang Y, Zhang F, Wang J, Ren Y, Abduwasit Ghulam, Hsiang-Te Kung, Chen Y.Analysis of the temporal and spatial dynamics of landscape patterns and hemeroby index of the Ebinur Lake Wetland Nature Reserve, Xinjiang, over the last 40 years.Acta Ecologica Sinica,2017,37(21):7082- 7097.