基于地理探測器的菜子湖群濕地景觀格局變化及驅(qū)動因子分析

彭 娜,周立志

(1.安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,安徽 合肥 230601； 2.濕地生態(tài)保護(hù)與修復(fù)安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(安徽大學(xué)),安徽 合肥 230601)

景觀格局是指不同生態(tài)系統(tǒng)或土地覆被類型在時間與空間上的組成及配置，是生態(tài)過程在不同尺度的作用結(jié)果[1]。景觀格局定量分析是研究格局與過程相互關(guān)系的基礎(chǔ)，景觀斑塊的大小、形狀及排列方式在一定程度上反映了人類活動的方式和強(qiáng)度，影響著其中物質(zhì)循環(huán)、能量流動和信息傳遞等生態(tài)過程和形式[2-3]。探究影響和控制景觀格局的因子及作用機(jī)制對于加強(qiáng)自然資源管理和生物多樣性保護(hù)具有重要作用[4-6]。

濕地作為重要的自然景觀，是指以濕地斑塊、廊道以及相關(guān)的其他類型空間單元聚合而成的異質(zhì)性地理區(qū)域[7]，是山水林田湖草生命共同體的主要組成部分，其景觀格局變化及其驅(qū)動力研究成為景觀生態(tài)學(xué)與濕地科學(xué)研究的熱點(diǎn)[3,8]。國內(nèi)外多借助景觀格局指數(shù)[9-11]、轉(zhuǎn)移矩陣[12-13]等進(jìn)行濕地演變的特征分析。驅(qū)動因子選取包含人為和自然兩方面[14]，多采用定性和定量分析相結(jié)合的分析方法。定性分析可顯示破碎化與因子的變化趨勢[2,15-16]；定量分析能量化因子對于景觀的作用大小，包括相關(guān)性分析[10]、主成分分析[11]以及回歸模型[16]等，但主觀性較強(qiáng)，空間分析能力較弱，且無法評估因子間的交互作用影響力大小[13,17]。地理探測器作為一種新興計(jì)量模型，解決了傳統(tǒng)方法空間分析能力弱的問題，能準(zhǔn)確解釋因子空間異質(zhì)性對景觀分異性影響力的大小[17-18]，廣泛應(yīng)用于土地利用、區(qū)域經(jīng)濟(jì)、公共衛(wèi)生、環(huán)境污染等領(lǐng)域[19-20]。

長江中下游濕地資源豐富，區(qū)域人口稠密，濕地景觀受人為影響較大，是研究氣候、經(jīng)濟(jì)和農(nóng)業(yè)對濕地景觀變化影響的重點(diǎn)區(qū)域[12]。菜子湖群濕地作為該區(qū)代表性的淺水通江湖泊，2018年以前，圍網(wǎng)養(yǎng)殖、圍湖造田、堤防工程導(dǎo)致自然濕地萎縮，景觀呈現(xiàn)破碎化，湖泊生態(tài)功能退化?，F(xiàn)有菜子湖群研究集中在生物多樣性及其結(jié)構(gòu)特征分析[21-23]，濕地景觀變化及其驅(qū)動力的研究亟待加強(qiáng)。

本文利用菜子湖群1999年、2004年、2011年和2017年4期冬季遙感影像，提取研究區(qū)濕地空間分布信息，采用網(wǎng)格分析法研究景觀指數(shù)和人為干擾的時空分異規(guī)律，運(yùn)用地理探測器和相關(guān)性分析法分析濕地景觀變化的原因，以期為加強(qiáng)菜子湖群濕地資源保護(hù)和管理提供科學(xué)參考。

1 研究區(qū)概況

菜子湖群濕地地處安徽省安慶市宜秀區(qū)、桐城市和銅陵市樅陽縣交界處，處于117°01′E～117°09′E、30°43′N～30°58′N之間，由菜子湖、嬉子湖和白兔湖構(gòu)成，統(tǒng)稱菜子湖群[24-25]，濕地總面積達(dá) 248.73 km2(圖1)。濕地周邊主要以農(nóng)業(yè)種植、漁業(yè)養(yǎng)殖為主，工業(yè)企業(yè)少。湖區(qū)降水季節(jié)分配不均，濕地景觀受水位季節(jié)性變化影響較大[26]。湖水依賴地表徑流和自然降水補(bǔ)給，西納龍眠河、掛車河、大沙河，經(jīng)長河于樅陽閘匯入長江。自1959年樅陽閘建成以后，阻斷了菜子湖群與長江的自然連通，阻止了江水倒灌，為沼澤濕地大規(guī)模圍墾創(chuàng)造了條件。

圖1 研究區(qū)位置

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

本文遙感影像來自地理空間數(shù)據(jù)云及美國地質(zhì)勘探局網(wǎng)站(https://earthexplorer.usgs.gov/)，選取1999年12月10日Landsat ETM+、2004年12月7日和2011年12月11日Landsat ETM以及2017年12月19日Landsat OLI-TIRS 4期冬季枯水期遙感數(shù)據(jù)，分辨率為30 m。

使用ENVI 5.3對遙感影像進(jìn)行預(yù)處理，采用 1∶10 000 地形圖和土地利用數(shù)字地形圖進(jìn)行幾何校正。借助歸一化水體指數(shù)(normalized difference water index， NDWI)提取豐水期濕地邊界，采用支持向量機(jī)方法獲取景觀分類信息。驗(yàn)證分類精度為90%以上，Kappa指數(shù)在0.80以上，達(dá)到研究要求。

此外，借助Google Earth軟件結(jié)合實(shí)地調(diào)查提取研究區(qū)內(nèi)4個研究年份的圍網(wǎng)及圍壩等人為活動分布。其中1999年耕地較少，全湖未開始圍網(wǎng)，只統(tǒng)計(jì)到養(yǎng)殖塘及圍壩數(shù)據(jù)。

社會經(jīng)濟(jì)、人口等數(shù)據(jù)來自《安徽統(tǒng)計(jì)年鑒》《銅陵市國民經(jīng)濟(jì)和社會發(fā)展統(tǒng)計(jì)公報》和《安慶市國民經(jīng)濟(jì)和社會發(fā)展統(tǒng)計(jì)公報》。

2.2 濕地景觀分類

參照2017年國家土地利用分類標(biāo)準(zhǔn)，結(jié)合前人研究，考慮菜子湖濕地景觀特征及研究需要，將景觀分成3大類7個小類：自然濕地(湖泊、灘地、沼澤草灘)、人工濕地(河渠、養(yǎng)殖塘、農(nóng)田)和非濕地。

2.3 景觀指數(shù)選取

從4個方面選取景觀指數(shù)：①破碎度指標(biāo)，包括斑塊數(shù)量、斑塊密度；②形狀指標(biāo)，采用平均斑塊分維數(shù)[10,27]；③聚集度指標(biāo)，采用蔓延度指數(shù)[28-29]；④多樣性指標(biāo)，采用Shannon’s多樣性指數(shù)[10-11]。各景觀指數(shù)生態(tài)含義如表1所示。

表1 各景觀指數(shù)生態(tài)含義

為了直觀地分析菜子湖群4個時期濕地景觀指數(shù)的空間變化，借助Fragstas4.4計(jì)算各時期 1 km×1 km網(wǎng)格(圖1)景觀指數(shù)，運(yùn)用網(wǎng)格分析法研究區(qū)內(nèi)景觀指數(shù)時空變化規(guī)律。

(a) 1999年

(b) 2004年

(c) 2011年

(d) 2017年

2.4 人為干擾

綜合前人的研究[30-31]，對區(qū)域景觀和干擾類型進(jìn)行人為干擾度賦值，根據(jù)不同景觀或人為干擾類型的面積和干擾度指數(shù)，計(jì)算網(wǎng)格單元人為干擾強(qiáng)度，計(jì)算公式如下：

(1)

式中：HI為網(wǎng)格單元人為干擾強(qiáng)度；m為某一網(wǎng)格內(nèi)斑塊個數(shù)；Si為網(wǎng)格單元內(nèi)第i類景觀或干擾類型面積；S為網(wǎng)格單元的總面積；Pi為第i類景觀或干擾類型的人為干擾度指數(shù)，取值范圍為0～1(P湖泊=0.1、P河渠=0.35、P養(yǎng)殖塘=0.6、P灘地=0.5、P沼澤草灘=0.16、P農(nóng)田=0.65、P非濕地=0.80、P圍網(wǎng)=0.25、P網(wǎng)壩=0.48)，值越大，代表人為干擾越強(qiáng)。

2.5 地理探測器

地理探測器是用于探測空間分異與分異機(jī)制背后驅(qū)動力的計(jì)量模型，包括風(fēng)險探測、因子探測、生態(tài)探測和交互探測4部分[32]。其核心思想基于假設(shè)：如果某個自變量X對某個因變量Y有重要影響，那么X和Y的空間分布具有相似性[17-18]。將圍壩、農(nóng)田、養(yǎng)殖塘和圍網(wǎng)等影響因素空間分布進(jìn)行網(wǎng)格化統(tǒng)計(jì)，之后對數(shù)據(jù)進(jìn)行離散化處理[20]，利用因子分析和交互探測，得到各人為活動類型對斑塊數(shù)量的影響力q：

(2)

3 結(jié)果與分析

3.1 濕地景觀面積動態(tài)變化

1999—2017年菜子湖群濕地景觀類型空間分布和面積占比如圖2、圖3所示。1999—2017年菜子湖群濕地自然濕地面積減少36.03 km2，人工濕地顯著增加。灘地面積在2011年達(dá)到最小值，最小面積為23.15 km2，相較于1999年占比減少18.22%；沼澤草灘面積2011—2017年顯著減少，由2011年的30.02%減少到2017年的15.08%；研究期間的農(nóng)田及養(yǎng)殖塘面積持續(xù)增加，分別增加12.12 km2和20.71 km2；河渠及非濕地面積略有增加，研究期間占比分別增加了0.82%和0.48%。灘地和沼澤草灘在白兔湖、菜子湖和嬉子湖分別喪失25.74%、32.97%、23.22%，丟失景觀主要發(fā)生在菜子湖的東部和北部，嬉子湖的西部和南部，以及白兔湖的整個湖濱帶。

圖3 1999—2017年菜子湖群濕地不同景觀類型的面積占比

3.2 濕地人為活動分布情況

表2和圖4顯示，1999年少量養(yǎng)殖塘、圍壩分布于濕地邊緣。1999—2004年白兔湖和嬉子湖圍網(wǎng)急劇增加，分別增加了34.47 km2和16.35 km2，養(yǎng)殖塘和農(nóng)田明顯增多。2004—2011年白兔湖中心出現(xiàn)圍壩，景觀斑塊化明顯，3個子湖圍網(wǎng)總面積達(dá)到最大75.54 km2。2011—2017年嬉子湖和菜子湖圍網(wǎng)部分拆除，白兔湖圍網(wǎng)有少量增加。

(a) 1999年

(b) 2004年

(c) 2011年

(d) 2017年

表2 菜子湖群濕地圍網(wǎng)及圍壩數(shù)量

3.3 濕地景觀指數(shù)時空變化

景觀指數(shù)時間變化規(guī)律如圖5所示。白兔湖、菜子湖和嬉子湖均表現(xiàn)破碎程度加劇，景觀格局向著多樣化和均勻化方向發(fā)展。1999—2017年3個子湖區(qū)斑塊密度增大，單位面積濕地景觀斑塊數(shù)量變多，區(qū)域景觀破碎化；平均斑塊分維數(shù)變小，景觀形狀愈發(fā)規(guī)則，濕地受人為干擾變大；蔓延度指數(shù)減小，景觀聚集度下降，景觀連通性變差；Shannon’s多樣性指數(shù)增大，濕地土地利用趨于豐富，景觀類型均衡化。

斑塊數(shù)量空間分布如圖6所示，白兔湖、菜子湖和嬉子湖斑塊數(shù)量分布格局均呈現(xiàn)從核心水域向濕地邊緣增大趨勢，且濕地湖濱帶部分呈現(xiàn)高值區(qū)。高值區(qū)分布在白兔湖北部、菜子湖東南部和嬉子湖西部和南部，低值區(qū)分布在湖泊中部。研究期間，斑塊數(shù)量在38～57和58～79區(qū)間范圍面積增大。

3.4 人為干擾強(qiáng)度時空分異

從時間上看(表3)，研究期間菜子湖群濕地整體干擾等級由低干擾和較低干擾向高干擾和較高干擾轉(zhuǎn)移，中等和較高干擾網(wǎng)格數(shù)明顯增加。1999年研究區(qū)以低干擾為主，占網(wǎng)格總數(shù)的53.09%。1999—2017年低干擾和較低干擾網(wǎng)格數(shù)占比分別減少了32.41%和14.20%；中等干擾網(wǎng)格數(shù)占比較1999年增加了23.15%；高干擾網(wǎng)格數(shù)占比由0增加到8.33%。1999年、2004年、2011年、2017年平均人為干擾強(qiáng)度分別為0.19、0.24、0.27、0.29，干擾強(qiáng)度總體呈上升的趨勢。

從空間分布上看(圖7)，1999—2017年濕地人為干擾強(qiáng)度從外部向內(nèi)部逐漸減弱，干擾范圍從外圍向中間逐漸擴(kuò)散。菜子湖較低人為干擾區(qū)域分布在湖中心、常年水位較深的區(qū)域，中等和較高干擾區(qū)域分布在菜子湖東南角。嬉子湖高人為干擾區(qū)域分布在湖區(qū)的西部和南部。白兔湖中等、較高和高干擾網(wǎng)格數(shù)增加最為明顯，少量較低干擾網(wǎng)格集中分布在白兔湖北部，該區(qū)域有一片受人為干擾小的完整沼澤草灘。

(a) 斑塊密度

(b) 平均斑塊分維數(shù)

(c) 蔓延度指數(shù)

(d) Shannon’s多樣性指數(shù)

(a) 1999年

(b) 2004年

(c) 2011年

(d) 2017年

表3 各干擾等級網(wǎng)格數(shù)占網(wǎng)格總數(shù)的比例

3.5 濕地景觀格局變化驅(qū)動力分析

3.5.1人為活動對斑塊數(shù)量影響力分析

由表4可見，2004—2011年農(nóng)田及與圍壩對斑塊數(shù)量影響力均顯著上升，q值分別增大10.11%和9.41%，表明農(nóng)田及圍壩對研究區(qū)景觀格局時空分異的作用逐漸增大，養(yǎng)殖塘對斑塊數(shù)量的影響力略有下降，但仍處于較高水平。2011年圍壩的q值最大，表明該因素相對其他因素對研究區(qū)斑塊數(shù)量時空分異的影響力更大，影響在該時期最為顯著。2011—2017年農(nóng)田的q值繼續(xù)呈現(xiàn)上升趨勢，并在2017年達(dá)到最大，表明農(nóng)田對研究區(qū)景觀格局時空分異的作用越來越突出。

交互作用探測結(jié)果(表5)顯示，任何兩種人為活動因子對斑塊數(shù)量空間分異的交互作用都大于單個驅(qū)動因子的作用。圍壩與農(nóng)田的交互作用影響最強(qiáng)，與圍網(wǎng)的交互作用次之，且圍壩與農(nóng)田發(fā)生交互作用時對景觀破碎化空間分異的影響增加顯著，說明人類復(fù)雜多樣的活動對濕地景觀破碎化的空間分異起到重要作用。

(a) 1999年

(b) 2004年

(c) 2011年

(d) 2017年

表4 地理探測器因子探測結(jié)果

表5 2017年地理探測器交互作用探測結(jié)果

表6 景觀指數(shù)與社會經(jīng)濟(jì)因子的相關(guān)性分析

3.5.2景觀指數(shù)與社會經(jīng)濟(jì)因子相關(guān)性

對濕地景觀指數(shù)與社會經(jīng)濟(jì)因子相關(guān)性分析結(jié)果如表6所示。斑塊密度和Shannon’s多樣性指數(shù)與產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、國內(nèi)生產(chǎn)總值(GDP)、人口數(shù)量、水產(chǎn)產(chǎn)量和產(chǎn)值等經(jīng)濟(jì)因子呈正相關(guān)，說明隨著產(chǎn)業(yè)經(jīng)濟(jì)水平的提高，斑塊密度隨著人口數(shù)量、水產(chǎn)產(chǎn)量和產(chǎn)值的增加而增加。平均斑塊分維數(shù)和蔓延度指數(shù)與產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、GDP及人口數(shù)量等均呈負(fù)相關(guān)，說明隨著工業(yè)及旅游業(yè)等經(jīng)濟(jì)發(fā)展，景觀的鄰近度與連通性逐漸減弱。

3.6 討論

1999—2017年菜子湖群自然濕地面積持續(xù)減少，人工濕地面積增加，濕地景觀破碎度增加，人為干擾增強(qiáng)。菜子湖群濕地景觀格局改變的主要原因涉及經(jīng)濟(jì)、農(nóng)漁業(yè)、人口及管理等多方面，其中經(jīng)濟(jì)發(fā)展是影響菜子湖群濕地景觀變化的主要因素。1999年以前，當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)發(fā)展水平較為落后，農(nóng)漁業(yè)發(fā)展處于較低水平，湖泊濕地開發(fā)程度低，灘地及草灘景觀斑塊呈大塊片狀分布且占比均勻，湖泊景觀具有良好的連通性，濕地受人為干擾少，破碎程度較低。2004—2011年圍網(wǎng)養(yǎng)殖業(yè)興起并迅速擴(kuò)張，破壞了湖泊的天然連通性，導(dǎo)致濕地生境破碎化，湖泊斑塊數(shù)量增大，湖濱和水面破碎加劇[33]。產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)不合理、經(jīng)濟(jì)增長過度依賴農(nóng)漁業(yè)，倒逼漁業(yè)過度開發(fā)[11,34]。同時，人口增加導(dǎo)致糧食需求持續(xù)擴(kuò)大，造成研究期間農(nóng)田面積持續(xù)上漲[34]。為了滿足新增農(nóng)田灌溉需求開設(shè)溝渠，導(dǎo)致灘地及草灘進(jìn)一步破碎化[5]。另一方面，圍壩、建閘為濕地的開墾創(chuàng)造了條件，菜子湖群現(xiàn)有5 000畝(1畝=0.066 7 hm2)以上圩田近10個，如練潭圩、大幸福圩等[35]，是安慶市重要的糧食基地。研究區(qū)圩田筑壩、多次加高加固，改變了濕地水文條件和濕地景觀組成。嬉子湖南端建有堤壩，導(dǎo)致其枯水季湖泊蓄水無法排出，漲落區(qū)水位無法回落，維持 1 m 水深[36]，灘地及草灘無法季節(jié)性裸露，致使其水面景觀占比遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于菜子湖與白兔湖，自然濕地景觀占比減少，均勻度降低。人為活動面積和強(qiáng)度是影響濕地景觀破碎化的關(guān)鍵因素[12]，濕地外圍人口分布集中區(qū)域，如白兔湖北部雙興村、先讓村，菜子湖石會村、公元村、新橋村，以及嬉子湖許咀村、練潭村等地，灘地、湖汊圍壩和圩田現(xiàn)象尤為突出，景觀破碎程度和人為干擾強(qiáng)度均處于較高水平[31]?？缧姓^(qū)管理是菜子湖群濕地景觀破碎化的重要原因，菜子湖群分跨3個不同的行政管理區(qū)域，其管理權(quán)責(zé)不明，開發(fā)模式混亂，2004年以來分割承包經(jīng)營對濕地破碎程度造成嚴(yán)重影響[22]。除了人為因素的影響，降雨及徑流等水文因素對濕地景觀產(chǎn)生一定影響[2]，數(shù)據(jù)顯示，近20年來，長江中下游流域降水量增加，年均溫度下降，導(dǎo)致濕地湖泊水域面積增加[12]。

建議嬉子湖區(qū)在黃盆村、玉咀村一帶實(shí)行灘地及草灘重建工程，提高嬉子湖整體生境質(zhì)量，優(yōu)化濕地景觀的配比，恢復(fù)其景觀連通性。拆除嬉子湖與菜子湖交界處圍壩，恢復(fù)嬉子湖與菜子湖枯水季水文連通性，重建魚類洄游通道。改善湖泊水文條件，恢復(fù)白兔湖先讓村等地被圍墾湖汊、灘地和淺水區(qū)，同時種植蘆葦和菰等挺水植被。對于中等強(qiáng)度人為干擾的核心水域，通過拆除圍網(wǎng)，減少或禁止蟹苗投放及草食性魚類養(yǎng)殖，有效緩解湖泊水面破碎化問題。對全湖水域開展苦草、馬來眼子菜等沉水植被恢復(fù)工程，為游禽提供豐富的食物資源，緩解湖泊水體富營養(yǎng)化問題。5 000畝以下分布在漲落區(qū)的農(nóng)田，建議退耕還濕；5 000畝以上大型圩田保留其基本農(nóng)田，合理降低農(nóng)田景觀占比。對于景觀連通性較好、人為干擾強(qiáng)度低的區(qū)域，如白兔湖北部及中部，加強(qiáng)管理巡護(hù)，禁止放牧、捕魚和養(yǎng)殖等行為，避免人為干擾。

4 結(jié) 語

近20年來，菜子湖群濕地景觀類型發(fā)生了較大變化。灘地及沼澤草灘等自然濕地萎縮，養(yǎng)殖塘和農(nóng)田等人工濕地面積擴(kuò)張，而非濕地景觀整體變化不大。濕地景觀異質(zhì)性增加，連通性下降，破碎度上升，人為活動面積及干擾強(qiáng)度均增大。人為干擾、農(nóng)漁業(yè)擴(kuò)張及跨區(qū)域管理等是導(dǎo)致菜子湖群濕地景觀破碎化的主要原因。為了確保濕地生態(tài)的可持續(xù)發(fā)展，應(yīng)開展景觀重建，植被恢復(fù)工程；通過拆除圍壩、圍網(wǎng)等手段改善濕地水文狀況；建立跨縣區(qū)湖泊管理機(jī)制，統(tǒng)一規(guī)劃；調(diào)整產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)，發(fā)展替代產(chǎn)業(yè)，緩解經(jīng)濟(jì)發(fā)展和人口增長對濕地的壓力。