草海濕地區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性時空變化特征

任金銅， 楊可明， 陳群利， 莫世江， 王志紅， 馮 圖

〔1.貴州省普通高等學(xué)校生物資源開發(fā)與生態(tài)修復(fù)特色重點實驗室/ 貴州工程應(yīng)用技術(shù)學(xué)院， 貴州 畢節(jié) 551700； 2.中國礦業(yè)大學(xué)(北京)， 北京 100083〕

生態(tài)脆弱性是在自然或人為因素作用下,生態(tài)系統(tǒng)的正常結(jié)構(gòu)被擾動且超過自我調(diào)節(jié)的“閾值”而導(dǎo)致的生態(tài)功能大幅降低、生態(tài)恢復(fù)能力減弱甚至完全喪失恢復(fù)能力的現(xiàn)象[1]。隨著經(jīng)濟(jì)、社會的不斷發(fā)展,城鎮(zhèn)化進(jìn)程加快,特別是不合理的人為活動,導(dǎo)致生態(tài)脆弱性問題不斷涌現(xiàn)。開展生態(tài)系統(tǒng)脆弱性研究,能夠在明確脆弱性的基礎(chǔ)上,整體掌握其分布特征,為生態(tài)環(huán)境保護(hù)和可持續(xù)發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)[2]。

國內(nèi)外學(xué)者針對生態(tài)脆弱性研究,大多從生態(tài)系統(tǒng)的狀態(tài)、壓力和恢復(fù)能力等角度考慮[3],采用層次分析法(AHP)[4]、模糊評價法[5-6]、主成分分析法[7-8]、“P-S-R”模型[9-10]和支持向量機(jī)模型[11]等方法,選取相應(yīng)的評價指標(biāo)體系進(jìn)行分析[12]。近年來,KANG等[13]利用AHP模型,依據(jù)自然、環(huán)境和社會經(jīng)濟(jì)因素,運用GIS對研究區(qū)生態(tài)脆弱性動態(tài)變化進(jìn)行分析;ZHANG等[14]提出“壓力-支持-狀態(tài)-響應(yīng)(PSSR)”模型,對黃河三角洲濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性進(jìn)行評價;HONG等[15]針對高度城市化地區(qū)的生態(tài)脆弱性,建立了生態(tài)敏感性、生態(tài)壓力和自我恢復(fù)力等9個要素12個指標(biāo)的評價指標(biāo)體系,開展城市區(qū)域生態(tài)脆弱性評價。隨著研究的深入,部分學(xué)者發(fā)現(xiàn)景觀格局對生態(tài)過程起著重要作用,并從景觀格局角度對生態(tài)脆弱性進(jìn)行研究。SATI[16]研究了Garhwal地區(qū)與水電工程相關(guān)的景觀脆弱性和生態(tài)恢復(fù)問題,認(rèn)為人類活動是導(dǎo)致景觀脆弱性變化的主要原因;任志遠(yuǎn)等[17]認(rèn)為景觀脆弱性能夠反映生態(tài)系統(tǒng)的不穩(wěn)定性和對外界干擾的敏感性,有助于了解生態(tài)環(huán)境的狀態(tài)和變化趨勢;封建民等[18]基于景觀格局指數(shù),從生態(tài)系統(tǒng)壓力度、敏感度和恢復(fù)力3個方面構(gòu)建評價指標(biāo)體系,評價榆陽區(qū)生態(tài)脆弱性的空間差異。張月等[19]利用景觀指數(shù)構(gòu)建景觀脆弱度指數(shù)模型,將新疆艾比湖流域典型區(qū)域劃分為低、較低、中、較高和高5個脆弱度等級進(jìn)行分析。

目前,針對生態(tài)脆弱性的評價方法多樣,但指標(biāo)體系尚未統(tǒng)一。國內(nèi)外學(xué)者常以省域、市域,甚至國家、地區(qū)等較大區(qū)域開展研究,導(dǎo)致范圍過大而缺乏局部指導(dǎo)意義[20]。胡寶方等[21]利用3S技術(shù)和生態(tài)系統(tǒng)健康理論以及景觀生態(tài)學(xué)理論,采用“P-S-R”模型研究草海濕地生態(tài)脆弱性動態(tài)變化,但未對其時空分異特征進(jìn)行分析。鑒于此,筆者利用3S技術(shù),結(jié)合景觀生態(tài)學(xué)理論構(gòu)建景觀生態(tài)脆弱性評價模型,基于景觀格局對研究區(qū)景觀類型及景觀脆弱度變化特征進(jìn)行分析,繼而以研究區(qū)53個行政村作為評價單元,從較小尺度和可控單元出發(fā),研究草海區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性變化及時空分異特征,以期為草海濕地區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護(hù)、修復(fù)和重建,以及研究區(qū)土地利用規(guī)劃提供科學(xué)依據(jù)與參考。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

草海位于貴州西部威寧彝族回族苗族自治縣,地處云貴高原中部,處于滇東高原向貴州高原過渡的頂點區(qū)域,烏蒙山脈的腹心部分[22]。草海是我國3大高原淡水湖泊(草海、滇池、青海湖)之一,同時也是貴州最大的高原天然淡水湖,正常蓄水面積為1 980 hm2,平均水深1.35 m,最深處約2.8 m,受季節(jié)性降水影響,豐水期水位可達(dá)2 172.0 m,枯水期水位降至2 171.2 m[23]。由于緊鄰?fù)幙h城,草海受人類活動影響較大,特別是自1958年開始“圍湖造田”以來,到1972年草海湖區(qū)水面僅存約5 km2,造成了較為嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問題。為有效保護(hù)草海及其周邊生態(tài)環(huán)境,1982年草海開始恢復(fù)蓄水,1985年經(jīng)貴州省政府批準(zhǔn)建立草海自然保護(hù)區(qū),1992年經(jīng)國務(wù)院批準(zhǔn)建立國家級自然保護(hù)區(qū)[21]。2017年8月中央第七環(huán)境保護(hù)督察組反饋督察情況時指出,威寧縣縣城發(fā)展與草海國家級自然保護(hù)區(qū)保護(hù)嚴(yán)重沖突,“城進(jìn)湖退”問題突出。

由于地處喀斯特生態(tài)脆弱區(qū),草海周邊經(jīng)濟(jì)、社會發(fā)展在受到自然條件制約的同時,也影響著景觀格局及生態(tài)脆弱性。該研究以草海為中心,研究區(qū)包括威寧縣小海鎮(zhèn)黑巖洞至草海一帶的集水區(qū)域,涉及草海鎮(zhèn)、小海鎮(zhèn)和雙龍鄉(xiāng)部分區(qū)域,共計53個行政村。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

遙感影像來源于地理空間數(shù)據(jù)云平臺(http:∥www.gscloud.cn)和美國地質(zhì)調(diào)查局(http:∥earthexplorer.usgs.gov)網(wǎng)站提供的Landsat系列的TM、ETM+和OLI傳感器類型的影像數(shù)據(jù),軌道號為129/41,影像以夏季時相為主?；A(chǔ)數(shù)據(jù)還包括中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心(http:∥www.resdc.cn)提供的1∶10萬比例尺土地利用現(xiàn)狀遙感監(jiān)測數(shù)據(jù),威寧縣國土資源局提供的1∶1萬地形圖和村級行政界線。

為提高遙感影像可視化效果及解譯精度,對所獲取的遙感影像進(jìn)行諸如圖像增強(qiáng)、影像數(shù)據(jù)修復(fù)、圖像配準(zhǔn)、研究區(qū)裁剪和數(shù)據(jù)重采樣等預(yù)處理。參考GB/T 21010—2017《土地利用現(xiàn)狀分類》,結(jié)合威寧縣土地利用調(diào)查數(shù)據(jù)庫,將研究區(qū)土地利用類型劃分為耕地、林地、草地、水域和建設(shè)用地,遙感解譯結(jié)果經(jīng)精度驗證評價,Kappa系數(shù)均大于0.80,能夠滿足研究需求。

2 研究方法

2.1 基于景觀格局的景觀脆弱度構(gòu)建

景觀格局是在自然條件和人類活動的共同作用下形成的,其形狀、大小及排列的不同,不但可以表現(xiàn)出地物類別的異質(zhì)性,而且是生態(tài)過程在不同尺度下受到干擾的結(jié)果。為研究草海濕地區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性及空間分異時空變化特征,基于景觀生態(tài)學(xué)理論和方法,以景觀格局為基礎(chǔ),利用景觀敏感度指數(shù)(LSI,ILS)、景觀適應(yīng)度指數(shù)(LAI,ILA)構(gòu)建景觀脆弱度指數(shù)(LVI,ILV)。ILV用于描述景觀在受到外界干擾時所表現(xiàn)的敏感性及景觀格局的結(jié)構(gòu)、功能和特性發(fā)生改變的程度,其值越大,表示生態(tài)系統(tǒng)越脆弱,計算公式為

ILV=ILS×(1-ILA)。

(1)

ILA與景觀脆弱度密切相關(guān),景觀系統(tǒng)的多樣性越大、結(jié)構(gòu)越復(fù)雜且分布越均勻,系統(tǒng)越穩(wěn)定,抗干擾適應(yīng)恢復(fù)能力就越強(qiáng),計算公式為

ILA=DPR×ISHD×ISHE。

(2)

式(2)中,DPR為斑塊豐度密度指數(shù);ISHD為香農(nóng)多樣性指數(shù);ISHE為香農(nóng)均勻性指數(shù)。

ILS表示遭遇干擾時各類景觀所受到的生態(tài)損失差別,即其自然屬性損失的程度,是某一類型景觀結(jié)構(gòu)指數(shù)和脆弱度指數(shù)的綜合,計算公式為

(3)

式(3)中,n為景觀類型數(shù);i為景觀類型;Ui為景觀類型i的景觀干擾度指數(shù);Vi為景觀類型i的易損度[19]。

2.2 空間統(tǒng)計學(xué)分析方法

2.2.1空間自相關(guān)分析

將空間自相關(guān)分析應(yīng)用到景觀生態(tài)脆弱性評價中,能夠發(fā)現(xiàn)景觀生態(tài)脆弱性的空間分布特征[24]。全局Moran′sI指數(shù)用于反映空間鄰接或鄰近區(qū)域(行政村)單元屬性值(景觀生態(tài)脆弱性)的相似度,用于檢驗?zāi)骋灰?行政村的景觀生態(tài)脆弱性)的空間分布模式[25]。采用全局Moran′sI指數(shù)表示相鄰行政村生態(tài)脆弱性的相關(guān)程度,以揭示空間結(jié)構(gòu)性要素對脆弱性的影響程度,計算公式為

(4)

2.2.2局部自相關(guān)分析

為揭示研究區(qū)各行政村單元與相鄰行政村之間的關(guān)系,采用局部空間自相關(guān)(LISA)分析方法研究53個行政村的景觀生態(tài)脆弱性空間自相關(guān)水平的差異性。LISA(ILISA)指數(shù)可有效反映空間變量值的高值或低值的局部空間聚集,從而反演局部空間異常特征,計算公式為

(5)

3 研究區(qū)景觀類型及景觀脆弱度指數(shù)變化特征分析

3.1 研究區(qū)景觀類型變化特征分析

利用ArcGIS 10.2對遙感解譯所獲取的研究區(qū)1995、2005和2015年3期土地利用數(shù)據(jù)進(jìn)行可視化制圖(圖1),并對土地利用景觀類型面積進(jìn)行統(tǒng)計匯總(表1)。

由圖1和表1可知,從研究區(qū)整體變化情況來看,20 a間,研究區(qū)林地、草地景觀類型面積整體呈下降趨勢。其中,林地主要分布在研究區(qū)周邊山區(qū),林地面積減少113.94 hm2;草地分布較分散,主要分布在草海湖區(qū)周邊,草地面積減少1 864.35 hm2,草地退化較嚴(yán)重。水域景觀主要是草海湖區(qū)和楊家灣水庫,20 a間研究區(qū)水域面積持續(xù)增加,增加734.13 hm2。隨著經(jīng)濟(jì)、社會的不斷發(fā)展,城鎮(zhèn)化水平的加快,建設(shè)用地面積持續(xù)增加,20 a間增加648.72 hm2;建設(shè)用地主要集中在草海保護(hù)區(qū)毗鄰的縣城區(qū)域,從空間變化來看,縣城建設(shè)用地向保護(hù)區(qū)方向發(fā)展,“城進(jìn)湖退”問題依然存在。

圖1 1995、2005和2015年研究區(qū)土地利用景觀類型圖Fig.1 Land use and landscape pattern of the studied area in 1995, 2005 and 2015

表1不同年份研究區(qū)各景觀類型面積

Table1Areasofvariousfractionsoflandscapeofthestudiedareaindifferentyears

年份面積/hm2耕地林地草地水域建設(shè)用地199517960.9420236.9510491.391821.24290.07200519044.3620234.528694.092490.03337.59201518556.3820123.018627.042555.37938.79

3.2 研究區(qū)景觀生態(tài)脆弱度指數(shù)變化特征分析

采用景觀軟件Fragstats 4.2對研究區(qū)各年份土地利用景觀數(shù)據(jù)進(jìn)行分析,獲取研究區(qū)斑塊數(shù)量(ni)、景觀類型面積(Ai)、景觀類型周長(Pi)、斑塊豐度密度指數(shù)(DPR)、香農(nóng)多樣性指數(shù)(ISHD)和香農(nóng)均勻性指數(shù)(ISHE)等景觀格局指數(shù)。結(jié)合式(1)～(3)和表1統(tǒng)計結(jié)果,參照文獻(xiàn)[26-27]得出研究區(qū)景觀脆弱度指數(shù)(表2)。

由表2可知,1995年研究區(qū)景觀類型脆弱度指數(shù)范圍為0.135～0.627,各景觀類型脆弱度指數(shù)由大到小依次為草地、林地、耕地、建設(shè)用地和水域;2005年研究區(qū)景觀類型脆弱度指數(shù)范圍為0.122～0.953,各景觀類型脆弱度指數(shù)由大到小依次為草地、林地、耕地、建設(shè)用地和水域;2015年研究區(qū)景觀類型脆弱度指數(shù)范圍為0.121～0.957,各景觀類型脆弱度指數(shù)由大到小依次為草地、林地、耕地、建設(shè)用地和水域。1995—2015年研究區(qū)景觀脆弱度指數(shù)范圍逐漸變大,各景觀類型脆弱度指數(shù)排序不變;其中,林地、草地景觀脆弱度指數(shù)逐漸增加,耕地、建設(shè)用地景觀脆弱度指數(shù)先減小后增加,水域景觀脆弱度指數(shù)呈減小趨勢。

表2不同年份研究區(qū)景觀脆弱度指數(shù)

Table2Landscapevulnerabilityindexofthestudiedareaindifferentyears

年份景觀脆弱度指數(shù)耕地林地草地水域建設(shè)用地19950.3230.4840.6270.1350.18820050.3190.5070.9530.1220.17220150.3310.5090.9570.1210.258

3.3 土地利用景觀類型對研究區(qū)景觀脆弱性的影響分析

從不同土地利用類型來看,20 a間草地景觀脆弱度大于其他各景觀類型,表明研究區(qū)草地景觀的穩(wěn)定性較弱,對外界干擾較敏感。草地景觀多分布在草海湖區(qū)周邊,以及研究區(qū)周邊坡度較大的地帶,易受水土流失、水淹等自然因素和人為因素的影響,生態(tài)被破壞后不易恢復(fù),導(dǎo)致草地景觀脆弱度最大。

林地景觀脆弱度次之,這是由于林地景觀類型主要分布在研究區(qū)周邊的高山地帶,而以草海湖區(qū)為中心的周邊區(qū)域林地景觀類型受到人為因素干擾較多。由于受到當(dāng)?shù)乜λ固刈匀粭l件的限制,為獲取更多的耕地,人為因素導(dǎo)致森林被砍伐,部分較平緩地區(qū)的林地轉(zhuǎn)為耕地,特別是草海湖區(qū)周邊區(qū)域的低山緩坡地帶,這些地區(qū)生態(tài)環(huán)境極易受損,導(dǎo)致林地景觀脆弱度較高,其生態(tài)問題需進(jìn)一步得到關(guān)注。

研究區(qū)內(nèi)耕地景觀以坡耕地為主,特殊地形以及威寧縣城的擴(kuò)張,導(dǎo)致部分耕地轉(zhuǎn)為建設(shè)用地。耕地區(qū)域由于自然條件較好,人口密集,極易受到人類活動的影響,同時人類長時間的改造自然條件,使得這些區(qū)域的生態(tài)恢復(fù)能力較低,受到的影響因素也較多。因此,耕地景觀生態(tài)脆弱的趨勢比較明顯,如果不及時加以治理,耕地區(qū)域的生態(tài)環(huán)境問題將進(jìn)一步惡化。

研究區(qū)建設(shè)用地以威寧縣城區(qū)域為主,由于受到當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)、社會發(fā)展等因素影響,縣城建設(shè)用地主要在原有基礎(chǔ)上向外擴(kuò)張,同時受到草海湖區(qū)和山區(qū)地形限制;其他建設(shè)用地主要分布于山腳下的道路兩側(cè),具有一定的隨意性,受到干擾較少。水域以草海湖區(qū)和楊家灣水庫為主,近年來草海保護(hù)區(qū)管理委員會開展了一系列以草海湖區(qū)水面面積恢復(fù)為主的生態(tài)保護(hù)措施,使得水域景觀較為穩(wěn)定,受到人為因素的干擾最小,脆弱度也最小。

4 研究區(qū)村級景觀脆弱性變化及時空分異特征分析

通過以上研究,從整體上分析了研究區(qū)景觀類型及景觀脆弱度變化特征。為具體了解研究區(qū)景觀生態(tài)脆弱性時空變化特征,使生態(tài)保護(hù)政策更具針對性和可操作性,以研究區(qū)53個行政村作為評價單元,從較小尺度和可控單元出發(fā),利用景觀脆弱度評價模型,運用ArcGIS 10.2融合工具匯總得出各行政村的景觀脆弱度指數(shù)。

4.1 研究區(qū)村級單元景觀脆弱性變化特征分析

利用ArcGIS 10.2空間疊加分析功能,將研究區(qū)土地利用數(shù)據(jù)疊加到行政村多邊形,采用景觀分析軟件Fragstats 4.2獲取各村級景觀格局指數(shù),結(jié)合式(1)～(3),計算得出村級單元景觀生態(tài)脆弱度。為使不同單位、量級的指標(biāo)能夠進(jìn)行對比分析,將景觀脆弱度指數(shù)進(jìn)行歸一化處理,其值越接近于0,表示景觀生態(tài)脆弱性越差,越接近于1則越好[20]。利用自然斷點聚類法(natural breaks)將研究區(qū)景觀生態(tài)脆弱性劃分為5個等級[28](表3),并進(jìn)行可視化處理,得出研究區(qū)景觀生態(tài)脆弱性分布圖(圖2)。

由圖2可知,從空間分布來看,20 a間處于重度脆弱區(qū)、中度脆弱區(qū)的行政村主要集中在研究區(qū)四周,例如:1995—2015年,開華村、涼山村一直處于重度脆弱區(qū),寒洞村一直處于中度脆弱區(qū);2005—2015年陜橋村、鴨子塘村一直處于重度脆弱區(qū),板倉村、石龍村、塔山村一直處于中度脆弱區(qū)。進(jìn)一步分析可知,處于重度脆弱區(qū)的行政村以林地、草地景觀類型為主,而草地、林地景觀脆弱度較高,從而導(dǎo)致這些行政村的脆弱性程度較明顯,易受到人類活動及自然因素的影響,需引起人們的注意;研究區(qū)中部的行政村以耕地、建設(shè)用地和水域為主,這些區(qū)域由于耕地景觀分布較廣,面積較大,其景觀脆弱性程度較低,以潛在脆弱區(qū)和輕度脆弱區(qū)為主。

表3生態(tài)脆弱性評價結(jié)果分級[2,29]

Table3Gradingofecologicalvulnerabilityinassessment

等級范圍描述潛在脆弱區(qū) 0～0.2生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)合理,功能完善,活力強(qiáng),受外界壓力小,抗干擾能力強(qiáng)輕度脆弱區(qū)>0.2～0.4生態(tài)系統(tǒng)較穩(wěn)定,功能較完善,活力較強(qiáng),結(jié)構(gòu)格局較合理,受外界壓力較小,抗干擾能力較強(qiáng)一般脆弱區(qū)>0.4～0.6生態(tài)系統(tǒng)較不穩(wěn)定,結(jié)構(gòu)基本完整,有一定的活力,受外界壓力較大,抗干擾能力較差,有一定的退化中度脆弱區(qū)>0.6～0.8生態(tài)系統(tǒng)較不穩(wěn)定,結(jié)構(gòu)出現(xiàn)缺陷,活力較低,受外界壓力較大,抗干擾能力差,呈中度退化重度脆弱區(qū)>0.8～1.0生態(tài)系統(tǒng)極不穩(wěn)定,結(jié)構(gòu)極不合理,活力較低,斑塊破碎化嚴(yán)重,抗干擾能力極差

從數(shù)量上來看,處于重度脆弱區(qū)、中度脆弱區(qū)行政村的數(shù)量呈減少趨勢,20 a間由9個減少到4個;處于一般脆弱區(qū)的行政村有所增加,由13個增加到17個;處于潛在脆弱區(qū)的行政村增加較多,由7個增加到11個;其中,位于草海湖區(qū)周邊的燕山村、陽關(guān)村、東山村、西海村和海邊村一直處于潛在脆弱區(qū)。

結(jié)合表1和圖1進(jìn)一步分析可知,處于重度脆弱區(qū)、中度脆弱區(qū)的行政村主要分布于研究區(qū)周邊以林地景觀類型為主的山區(qū),近20 a來林地景觀遭受損失較嚴(yán)重,部分林地轉(zhuǎn)為耕地。由表2可知,耕地景觀脆弱性要小于林地景觀,因此導(dǎo)致處于重度脆弱區(qū)、中度脆弱區(qū)的行政村數(shù)量減少,部分行政村轉(zhuǎn)為一般脆弱區(qū)。增加的潛在脆弱區(qū)主要分布于草海湖區(qū)周邊,草海湖區(qū)周邊區(qū)域以耕地、草地和建設(shè)用地為主,該部分區(qū)域受到當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)、社會發(fā)展等因素影響,建設(shè)用地的增加受到草海湖區(qū)和山區(qū)地形限制,受到干擾較少;近年來草海湖區(qū)水面面積得以恢復(fù),使得水域景觀較為穩(wěn)定。

圖2 草海濕地區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性空間分布Fig.2 Spatial distribution of landscape ecological vulnerability in Caohai Wetland

4.2 研究區(qū)村級單元景觀生態(tài)脆弱性時空分異特征

4.2.1景觀生態(tài)脆弱性的全局空間自相關(guān)分析

利用ArcGIS 10.2空間統(tǒng)計工具中的空間自相關(guān)分析(Moran′sI)工具對各行政村的景觀生態(tài)脆弱性進(jìn)行統(tǒng)計分析,得出1995、2005和2015年研究區(qū)Moran′sI指數(shù)分別為0.340 011、0.153 091和0.144 734,標(biāo)準(zhǔn)化Z得分分別為4.376 702、2.233 296和2.119 562,標(biāo)準(zhǔn)化Z值均大于2。由此可知,研究區(qū)在不同時間段內(nèi)各行政村的景觀生態(tài)脆弱性水平呈現(xiàn)顯著自相關(guān),在空間上存在空間集聚效應(yīng),即對于景觀生態(tài)脆弱性高的行政村,其周邊相鄰行政村的景觀生態(tài)脆弱性也高,對于景觀生態(tài)脆弱性低的行政村,其周邊相鄰行政村的景觀生態(tài)脆弱性也低。20 a間,研究區(qū)Moran′sI指數(shù)整體呈下降趨勢,表明1995—2015年研究區(qū)景觀生態(tài)脆弱性接近的行政村在空間上表現(xiàn)出的聚集性有所下降。

景觀生態(tài)脆弱性低的行政村以耕地、建設(shè)用地和水域景觀為主,易受到人類活動的影響。隨著經(jīng)濟(jì)、社會的發(fā)展和城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快,人類干擾活動進(jìn)一步增加,建設(shè)用地向草海核心區(qū)域擴(kuò)張,造成草海湖區(qū)周邊行政村的生態(tài)環(huán)境受干擾程度加劇,生態(tài)脆弱性維持低水平并呈現(xiàn)集聚趨勢;而景觀生態(tài)脆弱性高的行政村多處于研究區(qū)周邊的山區(qū),林地、草地景觀較多,人類活動干擾相對較弱,加之近年來退耕還林還草政策的有效實施,使得景觀生態(tài)脆弱性高的行政村明顯減少。

4.2.2景觀脆弱性的局部空間自相關(guān)分析

為揭示研究區(qū)53個行政村景觀生態(tài)脆弱性空間分布的異質(zhì)性,利用ArcGIS 10.2空間統(tǒng)計分析工具中的聚類和異常值分析(Anselin Local Moran′sI)工具對各行政村景觀生態(tài)脆弱性進(jìn)行局部空間自相關(guān)分析,得出各行政村景觀生態(tài)脆弱性局部空間自相關(guān)分布圖(圖3)。

圖3 研究區(qū)景觀脆弱性局部自相關(guān)Fig.3 Local autocorrelation of landscape vulnerability in the studied area

經(jīng)分析可知,研究區(qū)各行政村20 a間的景觀生態(tài)脆弱性空間分布由低-低聚集類型轉(zhuǎn)為高-高聚集類型;其中,1995年海邊村、西海村、富民村和前進(jìn)村為低-低聚集,2005—2015年鴨子塘村、陜橋村為高-高聚集。20 a間發(fā)生的變化以草海中部的行政村為主,且由低-低聚集轉(zhuǎn)為高-高聚集,該區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性空間分布異質(zhì)性呈增加趨勢。研究區(qū)的行政村大部分空間自相關(guān)屬于“不顯著”類型,并沒有出現(xiàn)低-高聚集區(qū)。

5 結(jié)論

利用3S技術(shù),通過遙感影像解譯獲取研究區(qū)多時段土地利用景觀數(shù)據(jù),基于景觀生態(tài)學(xué)理論,參考前人研究構(gòu)建了景觀生態(tài)脆弱性評價模型。通過對草海濕地區(qū)域景觀類型及脆弱度指數(shù)變化進(jìn)行分析,整體了解研究區(qū)生態(tài)脆弱性變化情況。為有效解決研究區(qū)范圍過大而缺乏局部指導(dǎo)意義的問題,從較小尺度和可控單元出發(fā),以研究區(qū)53個行政村作為評價單元,研究了村級單元景觀生態(tài)脆弱性時空變化特征,并進(jìn)一步采用空間統(tǒng)計學(xué)分析了村級單元景觀生態(tài)脆弱性的空間關(guān)聯(lián)關(guān)系。得出以下結(jié)論:

(1)從整體來看,隨著經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展以及城鎮(zhèn)化進(jìn)程的加快,草海濕地區(qū)域林地、草地面積減少較多,建設(shè)用地面積持續(xù)增加;經(jīng)草海保護(hù)區(qū)管理委員會一系列諸如草海湖區(qū)水面恢復(fù)、退耕還湖、生態(tài)保護(hù)與修復(fù)等政策的實施,研究區(qū)水域面積持續(xù)增加,草海湖區(qū)得以恢復(fù),但建設(shè)用地有向草海湖區(qū)方向發(fā)展趨勢,“城進(jìn)湖退”問題依然存在。

(2)1995—2015年研究區(qū)景觀脆弱度指數(shù)范圍逐漸變大,但各景觀類型脆弱度指數(shù)排序不變;20 a間草海濕地區(qū)域景觀生態(tài)脆弱性空間分布變化較明顯,景觀生態(tài)脆弱性整體呈下降趨勢。

(3)從村級單元的角度分析可知,研究區(qū)各行政村景觀生態(tài)脆弱性水平呈現(xiàn)顯著自相關(guān),在空間上存在空間集聚效應(yīng),20 a間景觀生態(tài)脆弱性接近的行政村在空間上表現(xiàn)出的聚集性有所下降;各行政村景觀生態(tài)脆弱性空間分布由低-低聚集類型轉(zhuǎn)為高-高聚集類型,大部分行政村空間自相關(guān)屬于“不顯著”類型,并沒有出現(xiàn)低-高聚集區(qū)。

景觀格局能夠反映資源和環(huán)境的分布形式,對自然與人類活動所造成的干擾、生物多樣性及生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性具有一定影響。從景觀格局角度出發(fā)分析草海濕地景觀生態(tài)脆弱性時空變化特征及空間關(guān)聯(lián)性和異質(zhì)性,具有一定的現(xiàn)實意義。

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