基于“格局-過程-質量”的鹽城濱海濕地生境變化分析

張華兵,高 卓,王 娟, 劉玉卿,韓 爽,張亞楠,李玉鳳

1 鹽城師范學院 城市與規(guī)劃學院, 鹽城 224007

2 中國黃海鹽城海濱濕地生態(tài)環(huán)境監(jiān)測中心, 鹽城 224057

3 南京師范大學 海洋科學與工程學院, 南京 210023

格局和過程通常指的是不同的地理或景觀單元的空間關系和響應的演變過程,格局和過程的相互關系可以表達為“格局影響過程,過程改變格局”,是景觀生態(tài)學的基本前提[1-2]。景觀變化會改變區(qū)域生境的結構與組成要素,隨之對物質流、能量流 循環(huán)過程產(chǎn)生影響,進而改變了區(qū)域生境的生產(chǎn)能力和服務功能[3]。濱海濕地生境質量的時空變化是復雜格局與眾多生態(tài)過程相互作用的結果,探討“格局-過程-質量”的耦合關系,有利于深入理解生境質量變化的內在機制,對于濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)維護具有積極的意義。

生境質量是指環(huán)境為個體和種群的持續(xù)生存與發(fā)展提供適宜條件的能力,是生物多樣性的重要反映,生境質量的優(yōu)劣決定人類與自然及其他種群的可持續(xù)發(fā)展與和諧發(fā)展[4- 7]。評估、模擬和預測生境質量的狀態(tài)、趨勢及其對人類福祉的影響,是當前生態(tài)學與地理學研究的熱點領域[8-9]。目前對生境質量的研究主要集中在生境質量評價研究,可分為兩類：一是較小空間尺度上基于實地調查的生境質量評價研究,通常采用樣帶法或樣方法,獲取與生境質量有關的參數(shù),構建評價體系并運用一定的數(shù)學方法進行評價[10- 14]。二是在較大空間尺度上,將景觀格局數(shù)據(jù)與威脅源的分布整合到生境模型中,構建結構性空間顯示模型,如ARIES、MIMES、InVEST等模型,尤以InVEST模型評估生境質量的方法最為廣泛[15-17],在城市及區(qū)域生態(tài)安全、流域生境質量評價、自然保護區(qū)評價等方面取得了一系列成果[18- 22]。在生境質量評估的基礎上,開始從“格局-質量”關系視角,分析土地利用/景觀變化對生境質量的影響。如吳建生、包玉斌、劉春芳、黃賢峰、何建華、王惠等分析了土地利用變化對京津冀、陜西黃河濕地、黃土丘陵區(qū)、貴州省興義市坡崗自然保護區(qū)、湖北鄂州、河北張家口等區(qū)域生境質量的影響[23- 27]；戴云哲等研究了長沙都市區(qū)城市擴張對生境質量的影響[28]；儲琳等運用空間概率模型對生境質量時空演變進行了模擬預測[29]。這些研究成果,為從“格局-過程-質量”相互關系出發(fā),評估、預測生境質量時空變化,提供了理論和方法借鑒。

鹽城濱海濕地地處江蘇中部沿海,是我國乃至世界集潮間帶灘涂、潮汐、河流、鹽沼、蘆葦沼澤和互花米草沼澤于一體的最典型和最具代表性的淤泥質濱海濕地分布區(qū)之一,是我國第一個濱海濕地類型自然遺產(chǎn),也是全球第二個濱海濕地自然遺產(chǎn)，是江蘇省第一個世界自然遺產(chǎn),評估與預測自然遺產(chǎn)地的生境質量時空變化意義突出,但是該方面的研究還鮮見報道。因此,本文以江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)核心區(qū)為對象,將InVEST模型與GIS技術結合,分析景觀格局與生境質量變化；運用多元線性回歸方法分析“格局-過程-質量”的關系,并運用“基于水鹽過程的鹽城海濱濕地景觀格局動態(tài)模型V1.0”系統(tǒng),模擬預測了2025年、2030年研究區(qū)景觀格局與生境質量,可為鹽城濱海濕地世界自然遺產(chǎn)地的保護與建設提供借鑒。

1 研究區(qū)概況

江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)位于江蘇中部沿海地區(qū),瀕臨黃海,介于32°20′—34°37′N,119°29′—121°16′E,橫跨東臺、大豐、亭湖、射陽、濱海、響水6縣(市、區(qū)),海岸線長582 km,是西太平洋海岸最大的淤泥質潮灘濕地。保護區(qū)地處北亞熱帶與暖溫帶的過渡地帶,季風氣候顯著,年平均氣溫介于13.7—14.8℃之間,年降水量在900—1100 mm之間。江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)核心區(qū),北至新洋港河,南至斗龍港河,西至海堤公路,為典型的淤長型海濱濕地,區(qū)域面積為1.92×104hm2。核心區(qū)以中路港道路為界,分為南北兩部分。北部區(qū)域面積約0.52×104hm2,因進行了大面積的人工蘆葦(Phragmitesaustralis)沼澤恢復,成為典型的人工管理區(qū)域。南部區(qū)域面積約1.10×104hm2,其景觀演變主要受潮汐等自然條件的影響,人類活動對其影響微弱,為典型的自然條件控制區(qū)域。

本研究選擇南部自然條件下的濱海濕地(北至中路港,南至斗龍港)為研究區(qū)(圖1),景觀從陸地向海洋依次表現(xiàn)為蘆葦沼澤、堿蓬(Suaedasalsa)沼澤、互花米草(Spartinaalterniflora)沼澤和光灘。

圖1 研究區(qū)位置及景觀類型

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

景觀數(shù)據(jù)以1992年TM影像、2000年、2011年和2017年ETM影像為數(shù)據(jù)源。由于Landsat- 7 ETM機載掃描行校正器發(fā)生故障,導致2003年5月21日以后的ETM影像數(shù)據(jù)條帶丟失,影響了遙感影像的質量,需將遙感影像的各波段圖像文件和對應的去條帶文件導入ENVI 5.0中,運用去條帶工具(tm_destrip),對2011年和2017年遙感影像進行去條帶處理。此基礎上,運用ENVI 5.0軟件,依次進行大氣校正、幾何校正(通過選取特征點和野外GPS定位,實現(xiàn)遙感影像的幾何校正,使均方根(Root Mean Square, RMS)小于0.5個像元)、非監(jiān)督分類、人工目視校正,完成遙感圖像的解譯,使總體解譯精度達到90%；最后在ArcGIS 中制作完成四個時期的景觀類型圖(圖2)。

圖2 研究區(qū)景觀類型圖

土壤水分和鹽度是濱海濕地景觀演變的關鍵因子。土壤水分(體積百分比)、土壤鹽度(質量百分比)空間分異圖主要根據(jù)2011年野外實測數(shù)據(jù),參照景觀類型、空間位置等信息,運用人工神經(jīng)網(wǎng)絡反演,從而得到研究區(qū)土壤水分與鹽度的空間分異(圖3)[30-31]。

圖3 2011年研究區(qū)土壤水分與鹽度空間分異圖

2.2 研究方法

2.2.1生境質量評估

生境質量運用InVEST 3.2模型中的生境質量模塊(Habitat Quality),綜合研究區(qū)景觀類型圖和生物多樣性威脅因素,從而生成生境質量空間分異圖。研究中,以1983年狀態(tài)為基礎(1983年成立省級自然保護區(qū),人類活動影響微弱,基本處于原生態(tài)狀況),柵格大小設置為30 m×30 m。人類干擾活動因素主要為修筑道路、養(yǎng)殖活動；外來物種互花米草100%的覆蓋度,不適宜鳥類棲息和繁殖。丹頂鶴喜歡在有淺水水域分布的地點覓食或棲息,保護區(qū)南北兩側的新洋港河、斗龍港河的水深不適宜丹頂鶴；另一方面,河流上的航運形成了典型的線狀干擾源。因此,將道路(堤壩)、養(yǎng)殖池、互花米草、河流作為威脅因子。結合研究區(qū)特征,分別設置威脅因子的最大影響距離、權重、衰退線性相關性、威脅因子敏感度等參數(shù),計算生境退化指數(shù)(公式1)[21,24,32- 33]。再結合生境適宜程度(越接近原生態(tài)的自然系統(tǒng)適宜度越大,研究中以在維護海濱濕地生態(tài)環(huán)境穩(wěn)定性中的作用,以及珍稀物種丹頂鶴覓食、棲息環(huán)境為參照,將生境適宜度最高取1,最低為0；養(yǎng)殖池、道路、河流、互花米草沼澤、蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、光灘的生境適宜性指數(shù)分別為0.5、0、0.5、0.5、1、1、0.8),計算生境質量指數(shù)(公式2)。

(1)

公式(1)中,Dij是生境退化指數(shù)；R指的是威脅因子個數(shù)；Yr表示威脅因子柵格單元數(shù)；wr表示威脅因子的權重值；ry表示威脅因子的個數(shù)；βx為研究區(qū)保護區(qū)水平；sjr表示威脅因子的敏感度。

(2)

公式(2)中,Qxj指生境質量指數(shù)；Hj表示生境適宜程度,k為半飽和系數(shù),研究中k值設置為15(柵格分辨率的一半)；z一般設置為2.5。

2.2.2線性模型構建

在ArcGIS中,創(chuàng)建隨機點圖層,隨機點數(shù)設置為300,點之間最小允許距離為400 m,得到了302個有效點；用生成的302個點去提取2011年生境質量、土壤水分、土壤鹽度、景觀類型等柵格的像元值,獲得302個隨機點上的生境質量(y)、土壤水分(x1)、土壤鹽度(x2)和景觀類型的值。研究區(qū)內景觀類型主要包括蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤和光灘 4 個類型。在定量分析時,需要將類型變量轉變?yōu)槎孔兞?設置 3 個虛擬變量(x3、x4、x5),分別進行0、1賦值。在此基礎上構建多元回歸方程,如公式(3)：

y=a1x1+a2x2+a3x3+a4x4+a5x5+b

(3)

2.2.3景觀模擬

《基于水鹽過程的鹽城海濱濕地景觀格局動態(tài)模型V1.0》(軟件著作權編號：No.01678102,2017年)(以下簡稱“V1.0”)是在ArcGIS10.0和Matlab2008平臺上開發(fā)設計的,其功能不僅可以動態(tài)顯示區(qū)域景觀變化,而且能夠從生態(tài)過程的視角,解釋區(qū)域景觀變化的機制問題。系統(tǒng)由下四個部分構成：一是主程序,揭示景觀格局變化與生態(tài)過程的關系；二是時間函數(shù),景觀格局演變需要的是時間上的連續(xù)變化,可以實現(xiàn)對任意時候(不限時間間隔)研究區(qū)景觀模擬；三是可視化表達；四是調用命令。該模型自帶了鹽城濱海濕地不同景觀類型土壤水分和鹽度的閾值參數(shù)以及不同驅動下土壤水分和鹽度的年變化參數(shù)。在本研究中,以2011年景觀類型與土壤水分/鹽度為基礎,調節(jié)土壤水鹽參數(shù),模擬2025年、2030年研究區(qū)景觀格局變化。

3 結果分析

3.1 景觀格局分析

從景觀構成看,研究區(qū)景觀類型以蘆葦沼澤、堿蓬沼澤、米草沼澤和光灘為主。從圖2中可以看出,研究區(qū)內景觀格局帶狀特征明顯,景觀帶沿海岸線延伸、沿著海陸方向交替；景觀構成變化顯著,呈現(xiàn)蘆葦沼澤、米草沼澤面積在增加,光灘面積在減少,堿蓬沼澤呈先增加后減少的特征。蘆葦沼澤面積百分比從1992年的0.13%增長到2017年的36.95%；米草沼澤面積百分比從1992年的3.05%增加到2017年的35.42%。1992—2000年,堿蓬沼澤面積百分比從29.89%增加到36.91%；但是,至2011年,面積百分比迅速減少至14.41%,至2017年值剩下5.11%。1992—2000年,一方面,陸向的蘆葦沼澤沒有形成規(guī)模,堿蓬沼澤向蘆葦沼澤演替不強烈；另一方面,米草繁殖時間并不長、還沒有與堿蓬沼澤形成交錯帶,還沒有影響到光灘向堿蓬沼澤的演變,此時段的堿蓬沼澤面積還能持續(xù)增長。2000年以后,堿蓬沼澤開始在海陸兩個方向受到米草沼澤、蘆葦沼澤的擠壓,面積急劇減少。另外,養(yǎng)殖池從無到有,至2011年已增加2.53%,至2017年又恢復為蘆葦沼澤。

3.2 生境質量分析

運行InVEST模型中Habitat Quality的模塊,得到研究區(qū)的生境質量空間分異圖(圖4),在ArcGIS中進行重分類,得到各分值區(qū)間的柵格數(shù),通過統(tǒng)計計算,分析研究區(qū)生境質量情況。

圖4 研究區(qū)生境質量空間分異圖

1992—2011年,研究區(qū)生境質量整體上存在退化趨勢,生境質量指數(shù)從0.85降低至0.76,降低了10.52%。1992—2000年,生境質量指數(shù)由0.85降至0.82,主要由于此時段的威脅因子互花米草沼澤面積比重較小、人類活動(養(yǎng)殖池)基本比重小,而高生境適宜性的堿蓬沼澤還在增加,所以此時段的生境質量降幅較少、基本穩(wěn)定。而至2011年,生境質量迅速降至0.76,歸結于高生境適宜性的堿蓬沼澤面積急劇減少,威脅因子互花米草沼澤面積擴張迅速、人類活動開始增強。至2017年,研究區(qū)生境質量又上升至0.78,主要威脅因素為互花米草擴張,人類活動減弱,保護區(qū)區(qū)實施了大面積的沼澤恢復。

按照等距分級的方法,將研究區(qū)生境質量指數(shù)分為四個區(qū)間0—0.25、0.25—0.5、0.5—0.75、0.75—1,分別表示景觀生境質量等級為差、一般、良好、優(yōu)秀。從表1看出,研究區(qū)生境質量整體較高,大部分區(qū)域生境質量等級為0.75—1的優(yōu)秀等級,依次是一般等級和差等級,在良好等級沒有分布。研究區(qū)生境質量存在“兩極分化”態(tài)勢。1992—2011年,3個等級的面積變化,呈現(xiàn)“兩增一減”的特征,生境質量處于優(yōu)秀等級的面積呈持續(xù)下降狀態(tài),面積占比從1992年的95.19%降低至2011年的61.70%,降幅達到35.18%。生境質量處于一般和差等級的面積呈增加趨勢,差等級的面積比從0.01%增加到0.10%；一般等級的面積比從4.80%增加到38.20%,增加了近7倍。2011—2017年生境質量等級分布變化與1992—2011年的變化相反,優(yōu)秀等級的面積比上升至67.15%；一般等級和差等級的面積比分別下降至32.82%、0.03%。

表1 1992—2017年研究區(qū)生境質量變化

通過對生境質量空間分異圖的疊加分析,可以看出：生境質量發(fā)生變化的區(qū)域主要位于景觀交錯帶,是景觀類型易發(fā)生改變的區(qū)域,包括蘆葦沼澤-養(yǎng)殖池交錯帶、堿蓬沼澤-米草沼澤交錯帶、光灘-米草沼澤交錯帶。

3.3 基于“格局-過程-質量”的濱海濕地生境分析

隨機選取的302個點中提取的土壤鹽度和水分值,統(tǒng)計結果見表2,其中光灘32個,米草沼澤63個,堿蓬沼澤120個,蘆葦沼澤87個。比較土壤水分平均值,光灘最高,為55.102%,依次為米草沼澤、蘆葦沼澤和堿蓬沼澤,分別為40.61%、39.28%、35.93%。土壤水分的高低與潮侵的頻率密切相關,一般來說距離海洋越近,土壤水分含量越高；因為互花米草強大的促淤能力,致使區(qū)域微地貌發(fā)生改變,互花米草沼澤區(qū)地勢升高,阻擋了潮水進入堿蓬沼澤區(qū)；而蘆葦沼澤區(qū)主要受到陸地水的影響。比較土壤鹽度平均值,米草沼澤最高,為1.38%,依次為堿蓬沼澤、光灘、蘆葦沼澤,分別為0.63%、0.54%、0.40%。海水是土壤鹽度的主要來源,從蘆葦沼澤到米草沼澤,離海洋越來越近,潮灘地下潛水位變淺,受海水影響的時間增加,土壤鹽度呈現(xiàn)相應的增加；米草沼澤與堿蓬沼澤的鹽度高于光灘,主要得益于植被的聚鹽作用。生境質量統(tǒng)計結果顯示：蘆葦沼澤、堿蓬沼澤的生境質量指數(shù)都有兩個值,分別為0.5和1；米草沼澤、光灘的生境質量指數(shù)分別為0.5和0.8。

表2 研究區(qū)隨機點土壤水分、土壤鹽度與生境質量統(tǒng)計

利用上述隨機點的重采樣數(shù)據(jù)與景觀格局數(shù)據(jù),在SPSS19.0中定量分析生境質量(y)與生態(tài)過程(土壤水分x1和鹽度x2)、景觀格局(景觀類型：x3、x4、x5)的相關關系,得出：生境質量與土壤水分、土壤鹽度、景觀類型的總體相關系數(shù)為0.69；多元回歸方程,結果顯示：在顯著性水平α=0.10下,通過F檢驗,多元回歸方程y=0.01x1-0.14x2+0.20x3+0.17x4-1.24x5+0.61是顯著的。在顯著性水平為0.01下,y與x3呈正相關,y與x2、x5呈負相關；顯著性水平α=0.05下,y與x4顯著正相關；而y與x1的相關性不顯著。進一步分析生態(tài)過程(土壤水分x1和鹽度x2)、景觀格局(景觀類型：x3、x4、x5)5個變量之間的相關關系,得出：土壤水分與鹽度在α=0.01下呈顯著負相關。土壤水分與x4在α=0.01下呈顯著負相關；土壤鹽度在α=0.01下,與x3呈顯著負相關、與x5呈顯著正相關。在α=0.01,x3、x4、x5之間呈顯著負相關。上述分析,不僅表明生境質量-景觀格局-生態(tài)過程之間是存在聯(lián)系的；而且生態(tài)過程要素間、景觀格局要素間、生態(tài)過程與景觀間間都是相關聯(lián)系的。

3.4 基于過程的濱海濕地景觀格局與生境質量預測

3.4.1景觀格局模擬預測

在V1.0系統(tǒng),生態(tài)過程參數(shù)主要調節(jié)土壤水分和鹽度的年變化速度,系統(tǒng)認為景觀演變首先發(fā)生在景觀交錯帶,通過土壤水分和鹽度的變化驅動景觀類型發(fā)生改變。研究區(qū)中景觀交錯帶有光灘-堿蓬沼澤交錯帶、光灘-米草沼澤交錯帶、堿蓬-蘆葦沼澤交錯帶、堿蓬-米草沼澤交錯帶,對應的水分變化速度分別為[δ1,δ2,δ3,δ4],鹽度變化速度分別為[β1,β2,β3,β4]。1992年、2000年、2011年為建模數(shù)據(jù),以2011年景觀和生態(tài)數(shù)據(jù)為基礎,選擇參數(shù),模擬1992年的景觀；用同樣的參數(shù)模擬2000年的景觀,對結果進行比較；如果結果不滿意則需要重新調整參數(shù)。以2011年數(shù)據(jù)為基礎,設置[δ1,δ2,δ3,δ4]=[0.00%,-3.500%,-1.500%,1.500%],[β1,β2,β3,β4]=[0.00%,0.300%,-0.007%,0.085%],模擬2017年的景觀,并與真實值進行疊加對比,得出模型總體精度為82.03%(表3)。Kappa系數(shù)值為0.72,說明模型取得了比較理想的效果。Kappa系數(shù)是通過將模擬結果圖與真實景觀圖進行疊加,構建兩幅圖的景觀概率轉移矩陣而得,能夠從保持數(shù)量和位置兩方面的能力來評價景觀綜合信息的變化。Kappa值大于0時,模擬結果才有意義,而且值越大,說明模擬結果與真實情況的一致性越好,當Kappa值為1時,說明模擬結果與真實值完全一致；一般來說,Kappa值大于0.7時,認為模擬結果與真實值的一致性達到了一個相當滿意的程度[34-35]。

表3 模型模擬精度

模擬結果顯示(圖5)：至2030年,景觀格局仍呈現(xiàn)帶狀格局,濱海濕地景觀帶已由2011年的4條變成3條,堿蓬沼澤帶消失。米草沼澤擴張速度較快,堿蓬沼澤面積急劇減少。至2030年,蘆葦沼澤面積百分比增長到28.73%；米草沼澤面積百分比迅速擴張至64.06%；堿蓬沼澤僅剩零星斑塊分布,面積百分比減少至0.04%,面臨消失。

圖5 景觀模擬圖

3.4.2生境質量模擬預測

生境質量模擬結果顯示(圖6、表4)：2025年、2030年生境質量指數(shù)持續(xù)下降,分別為0.67、0.65,生境質量下降的主要威脅因子是互花米草沼澤的迅速擴張。按照3.2中等距分級的方法,統(tǒng)計得出(表4)：研究區(qū)生境質量在一般等級上面積占比最高,其次是優(yōu)秀、良好等級,水平等級為差上沒有分布,生境質量整體上已降至良好以下水平。研究區(qū)景觀生境質量存在“單極化”態(tài)勢,研究區(qū)內生境質量處于優(yōu)秀等級的面積在急劇減少,處于一般等級的面積在持續(xù)增加。至2030年,生境質量為優(yōu)秀等級的面積百分比從2011年的61.70%下降到30.14%,降幅超過了50%。生境質量為一般等級的面積百分比從2011年的38.20%增加至64.06%,增幅達到了67.69%。

表4 2025年和2030年研究區(qū)生境質量變化

圖6 2025年和2030年生境質量分布模擬結果

4 結論與討論

對濱海濕地“格局-過程-質量”的關系的理解,有利于揭示生境質量時空動態(tài)對生態(tài)過程與格局變化的響應機制,是維護濱海濕地生物多樣性的重要依據(jù)。文章以江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)核心區(qū)為例,分析濱?！案窬?過程-質量”的關系,得出：

(1)研究區(qū)內景觀格局帶狀特征明顯,蘆葦沼澤、米草沼澤在不斷增加,堿蓬沼澤先增加后減少。生態(tài)過程表現(xiàn)為：土壤水分,光灘>米草沼澤>蘆葦沼澤>堿蓬沼澤；土壤鹽度,米草沼澤>堿蓬沼澤>光灘>蘆葦沼澤。蘆葦沼澤距海洋最遠,為潮上帶,潮水很難影響到,致使地下潛水位深度加大,土壤水分下降；另一方面,受降水的作用明顯,在雨水的長期淋溶作用下致使土壤鹽度下降,開始轉向淡水生態(tài)系統(tǒng)。互花米草的促淤功能,使米草沼澤高程抬升,又處在植被帶的最東緣,受潮水的影響的頻率最高,受海水影響的時間最長,所以其土壤水分、鹽度為植被帶土壤中最高。另一方面,米草沼澤高程的增加,有效阻擋了潮水進入堿蓬沼澤,致使堿蓬沼澤受到潮水影響頻率和時間明顯減少,相比較而言,其土壤水分和鹽度要低于米草沼澤[30]。多元回歸分析結果顯示,生境質量與景觀格局、生態(tài)過程間的總體相關系數(shù)為0.69,回歸方程在α=0.10下是顯著的；生態(tài)過程要素間、景觀格局要素間、生態(tài)過程與景觀格局之間在α=0.01都是顯著相關的；印證了過程驅動格局,格局影響過程,濱海濕地就是在格局與過程的共同作用下不斷發(fā)生演變,致使生境質量隨之改變[36]。

(2)在區(qū)域尺度上基于InVEST模型評估生境質量是比較普遍的方法。研究區(qū)1992—2011年生境質量指數(shù)是下降的。這一結果與從景觀尺度開展的鹽城海濱區(qū)域丹頂鶴適宜越冬生境變化是一致的,指出研究區(qū)適宜生境面積還是呈下降趨勢,巨型和大型斑塊數(shù)量的減少與中型和小型斑塊數(shù)量的增加揭示了生境的集中趨勢與破碎化加劇的態(tài)勢[37-39]；與基于MaxEnt模型對鹽城丹頂鶴越冬生境變化進行評價也是相一致的,保護區(qū)內丹頂鶴適宜生境面積持續(xù)減少,適宜生境破碎化程度不斷加劇,分布格局由連續(xù)分布變?yōu)榧蟹植荚诤诵膮^(qū)周圍區(qū)域[40]。生境質量變化在一定程度上與人類活動導向相一致：1992年研究區(qū)升格為國家級自然保護區(qū),人類活動微弱,生境質量好。1980s引種的互花米草,至2000年已南北連成帶,成為區(qū)域主要生境威脅因子；2009年,《江蘇沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》上升為國家戰(zhàn)略,人類活動增強；所以,在研究的4個時刻中2011年生境質量指數(shù)降至最低。2012年生態(tài)文明戰(zhàn)略納入國家五位一體戰(zhàn)略布局,2017年江蘇省將鹽城濱海濕地列為三大生態(tài)特區(qū)之一,生態(tài)恢復與生態(tài)保護上升到新的高度。因此,至2017年生境質量指數(shù)又開始上升。

(3)景觀過程模擬結果顯示：至2030年,互花米草沼澤在研究區(qū)內將占據(jù)絕對主導,面積百分比達到了64.060%,堿蓬沼澤面臨消失；整體生境質量將降至良好水平以下；互花米草將成為區(qū)域生境質量的主導威脅因子?；セ撞菀蚱溥m宜的氣候、地貌、水文條件以及超強的種間競爭能力,已成為本區(qū)域絕對優(yōu)勢種和濱海濕地先鋒種,改變了濱海濕地原生演替序列[41]?；セ撞莸娜肭?堿蓬群落生境面積縮小,導致了黑嘴鷗(Saunders′sGull)繁殖期巢址的空間分布格局變化顯著,對黑嘴鷗的種群數(shù)量變化產(chǎn)生重要的影響[42]?；セ撞萑肭謱е逻m宜丹頂鶴棲息、覓食的濕地面積大量減少,對丹頂鶴越冬種群的動態(tài)分布產(chǎn)生一定影響[43]。甚至提出外來物種是否能阻擋潮灘邊緣侵蝕的疑問[44]。因此,控制互花米草的快速擴張已成為區(qū)域發(fā)展中的難題,主要方法有刈割和水位控制、改變地貌水文過程的工程措施,不僅在大區(qū)域尺度上實現(xiàn)比較困難,也容易破壞濱海濕地地貌過程的連續(xù)性,產(chǎn)生對生態(tài)系統(tǒng)不利的影響；利用另一種外來物種對互花米草進行生態(tài)控制,實現(xiàn)對互花米草的生態(tài)演替,又容易引發(fā)另一物種的入侵問題。為此,華東師范大學《長三角典型河口濕地生態(tài)恢復與產(chǎn)業(yè)化技術》課題組,運用理化干預和生物替代的控制互花米草和快速恢復本地物種技術和面向生物炭、護坡材料、水質凈化材料、肥料、飼料等領域的互花米草綜合利用技術在未來或許可以為鹽城濱海濕地控制互花米草沼澤、恢復堿蓬沼澤提供借鑒,以解決世界自然遺產(chǎn)地保護與建設中亟待解決的科學問題。

(4)鹽城濱海濕地生境質量時空異質性是眾多生態(tài)過程和格局變化在空間和時間尺度上共同作用的結果,需要從多尺度和過程角度進行時空耦合作用研究。在本研究只選擇了土壤水分/鹽度要素與線性回歸模型進行了“格局-過程-質量”的分析,存在很大的局限性。如何從濱海濕地水文地貌過程、土壤過程、植被變化等多要素構建動態(tài)模型,揭示生境質量變化的響應機制,還有待于深入研究。