基于地理探測(cè)器的菜子湖群濕地景觀格局變化及驅(qū)動(dòng)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(shí)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(dòng)的方式和強(qiáng)度，影響著其中物質(zhì)循環(huán)、能量流動(dòng)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(duì)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(dòng)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(dòng)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(shì)[2,15-16]；定量分析能量化因子對(duì)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(píng)估因子間的交互作用影響力大小[13,17]。地理探測(cè)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(duì)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(duì)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(dòng)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(shí)空分異規(guī)律，運(yùn)用地理探測(cè)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(duì)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(gè)研究年份的圍網(wǎng)及圍壩等人為活動(dòng)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(huì)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(huì)發(fā)展統(tǒng)計(jì)公報(bào)》和《安慶市國民經(jīng)濟(jì)和社會(huì)發(fā)展統(tǒng)計(jì)公報(bào)》。

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(gè)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(gè)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(gè)時(shí)期濕地景觀指數(shù)的空間變化，借助Fragstas4.4計(jì)算各時(shí)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(shí)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(duì)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(gè)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(cè)器

地理探測(cè)器是用于探測(cè)空間分異與分異機(jī)制背后驅(qū)動(dòng)力的計(jì)量模型，包括風(fēng)險(xiǎn)探測(cè)、因子探測(cè)、生態(tài)探測(cè)和交互探測(cè)4部分[32]。其核心思想基于假設(shè)：如果某個(gè)自變量X對(duì)某個(gè)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(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行離散化處理[20]，利用因子分析和交互探測(cè)，得到各人為活動(dòng)類型對(duì)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(dòng)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(gè)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(dòng)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(gè)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(shí)空變化

景觀指數(shù)時(shí)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(gè)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(shì)，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(shí)空分異

從時(shí)間上看(表3)，研究期間菜子湖群濕地整體干擾等級(jí)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(shì)。

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(jí)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(dòng)力分析

3.5.1人為活動(dòng)對(duì)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(duì)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(duì)研究區(qū)景觀格局時(shí)空分異的作用逐漸增大，養(yǎng)殖塘對(duì)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(duì)其他因素對(duì)研究區(qū)斑塊數(shù)量時(shí)空分異的影響力更大，影響在該時(shí)期最為顯著。2011—2017年農(nóng)田的q值繼續(xù)呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，并在2017年達(dá)到最大，表明農(nóng)田對(duì)研究區(qū)景觀格局時(shí)空分異的作用越來越突出。

交互作用探測(cè)結(jié)果(表5)顯示，任何兩種人為活動(dòng)因子對(duì)斑塊數(shù)量空間分異的交互作用都大于單個(gè)驅(qū)動(dòng)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(shí)對(duì)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(dòng)對(duì)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(cè)器因子探測(cè)結(jié)果

表5 2017年地理探測(cè)器交互作用探測(cè)結(jié)果

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

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

對(duì)濕地景觀指數(shù)與社會(huì)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(shí)，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(gè)，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(dòng)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(huì)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(gè)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(duì)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(duì)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(shí)種植蘆葦和菰等挺水植被。對(duì)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(duì)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(duì)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(dòng)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(duì)濕地的壓力。