大慶市人類(lèi)干擾活動(dòng)強(qiáng)度變化及其景觀格局響應(yīng)

張 晗, 田 宇, 孟祥莊

(1.東北林業(yè)大學(xué) 園林學(xué)院, 哈爾濱 150040; 2.南京市園林規(guī)劃設(shè)計(jì)院有限責(zé)任公司，南京 210013)

0 引 言

大慶市是我國(guó)重要的石油生產(chǎn)加工基地, 油田開(kāi)發(fā)建設(shè)五十多年來(lái), 累計(jì)生產(chǎn)原油20多億t。 同時(shí), 大慶市也有“百湖之城”的稱(chēng)號(hào), 自油田開(kāi)發(fā)以來(lái), 當(dāng)?shù)氐木坝^類(lèi)型發(fā)生巨大變化, 人類(lèi)活動(dòng)對(duì)大慶市濕地、 湖泊、 草地等景觀要素都造成了不同程度的影響, 如何定量監(jiān)測(cè)評(píng)價(jià)景觀格局的時(shí)空分異以及人為干擾度的變化情況, 并制定合理的景觀生態(tài)環(huán)境管理決策就顯得十分重要[1]。

景觀格局是指在空間上大小、 形態(tài)各異的景觀斑塊分布, 其變化是各種自然因素、 生物因素或人為活動(dòng)因素的綜合作用結(jié)果[2-3], 影響著景觀要素在空間的分布形式, 與景觀內(nèi)物種豐富度、 分布情況、 種群的生存及抗干擾能力息息相關(guān), 同時(shí)影響到景觀的生態(tài)過(guò)程和功能[4]。景觀格局是景觀生態(tài)學(xué)研究的重點(diǎn), 當(dāng)前國(guó)內(nèi)外對(duì)于景觀格局動(dòng)態(tài)研究主要運(yùn)用遙感和地理信息技術(shù)結(jié)合的方法, 配合景觀格局指數(shù)計(jì)算來(lái)進(jìn)行定性和定量分析, 文獻(xiàn)[5-7]通過(guò)研究景觀格局的變化機(jī)制和規(guī)律, 發(fā)現(xiàn)其可以揭示生態(tài)環(huán)境的變化趨勢(shì)及其內(nèi)在的影響因素, 能更清楚準(zhǔn)確地把握景觀變化和人類(lèi)活動(dòng)之間的關(guān)系[8]。

干擾是自然界中普遍存在的一種現(xiàn)象，它直接影響著生態(tài)系統(tǒng)的演變過(guò)程[9]。 芬蘭植物學(xué)家Jalas首次提出了“干擾(hemeroby)”的概念[10], 并把這一概念引入森林生態(tài)學(xué)的研究中; 德國(guó)生態(tài)學(xué)家Sukopp則在此基礎(chǔ)上提出“干擾度(degree of hemeroby)”這一概念[11], 專(zhuān)門(mén)代指不同人類(lèi)活動(dòng)對(duì)區(qū)域植被與立地干擾的影響程度, 并首次把干擾度引入了生態(tài)學(xué)科領(lǐng)域。隨后, 國(guó)內(nèi)研究將人為干擾度廣泛應(yīng)用于農(nóng)業(yè)、 林業(yè)以及景觀等領(lǐng)域的生態(tài)評(píng)價(jià)、 生物多樣性評(píng)價(jià)、 生態(tài)安全監(jiān)測(cè)等方面[12-17], 研究區(qū)域內(nèi)人為干擾度及景觀格局變化響應(yīng)機(jī)制已成為地理學(xué)和景觀生態(tài)學(xué)的研究重點(diǎn)。孫永光、 劉佳琦等[18-19]分別以大洋河口、 黃河三角洲為研究對(duì)象, 對(duì)研究區(qū)域內(nèi)人為干擾度時(shí)空變化及景觀格局指數(shù)的響應(yīng)機(jī)制進(jìn)行探究, 得出其人為干擾度空間分布與選取景觀格局指數(shù)的相關(guān)性情況。郭少壯等[20]對(duì)秦嶺地區(qū)景觀格局變化及對(duì)人為干擾度的響應(yīng)進(jìn)行探討, 得到此區(qū)域人為干擾度與景觀格局脆弱度、 Shannon多樣性指數(shù)等的相關(guān)性情況。對(duì)于人為活動(dòng)與自然因素共同影響下的資源型城市, 如何對(duì)其人為干擾度進(jìn)行監(jiān)測(cè)及景觀水平的評(píng)估, 對(duì)資源型城市產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整實(shí)現(xiàn)城市可持續(xù)發(fā)展尤為重要(如資源型城市克拉瑪依土地利用變化與景觀格局分析)。

本文以大慶市主城區(qū)為研究對(duì)象, 采用RS、 GIS技術(shù)手段, 分析大慶市主城區(qū)人為干擾度的時(shí)空變化及其景觀格局的響應(yīng), 以期為資源型城市自然環(huán)境的保護(hù)管理與資源的利用提供一定的理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況、 數(shù)據(jù)源與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

黑龍江省大慶市位于松嫩平原西部, 東與綏化地區(qū)相鄰, 西與泰來(lái)縣及吉林省鎮(zhèn)賚縣接壤, 北與富裕縣、 依安縣相接, 南隔松花江與吉林省松原市及大安市相望[21], 屬于溫帶大陸性季風(fēng)氣候與半濕潤(rùn)半干旱的過(guò)渡區(qū)域, 地勢(shì)特點(diǎn)為東北高、 西南低, 總體上由北向南傾斜。大慶市濕地資源豐富, 有面積大、 類(lèi)型豐富和發(fā)育較成熟的特點(diǎn), 有“百湖之城”的稱(chēng)號(hào)。大慶市是典型的石油資源型城市, 石油資源儲(chǔ)量豐富, 大慶油田是中國(guó)20世紀(jì)60年代至今最大的油區(qū)。

本文研究區(qū)域?yàn)榇髴c市主城區(qū)(45°18′N(xiāo)—47°01′N(xiāo), 124°37′E—125°15′E), 總面積為5 107 km2, 包括讓胡路區(qū)、 薩爾圖區(qū)、 大同區(qū)、 紅崗區(qū)與龍鳳區(qū)5個(gè)行政區(qū)(圖1), 人口169.2萬(wàn), 相比于大慶市其他縣區(qū)城區(qū)人口密度較大。隨著城市發(fā)展、 資源開(kāi)發(fā), 人類(lèi)活動(dòng)強(qiáng)度相對(duì)較高, 加之大慶是我國(guó)北方生態(tài)環(huán)境脆弱帶的一部分, 歐亞沙堿帶的東端, 環(huán)境基礎(chǔ)較為脆弱[22], 因此應(yīng)盡快采取有效措施來(lái)維護(hù)大慶市景觀多樣性及城市的健康發(fā)展。

圖1 研究區(qū)范圍示意圖

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源及處理

基礎(chǔ)數(shù)據(jù)來(lái)自中國(guó)科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心2000、 2010和2018年的土地利用柵格數(shù)據(jù), 精度為30 m, 采用LUCC分類(lèi)體系, 經(jīng)Landsat TM/ETM及Landsat 8的遙感圖像數(shù)據(jù)人工交互解譯得出, 大慶地區(qū)遙感數(shù)據(jù)選擇區(qū)間為6月中旬至9月下旬的無(wú)云圖像[23], 各類(lèi)土地利用類(lèi)型解譯正確率都在85%以上。

考慮到大慶市濕地資源豐富的區(qū)域特殊性, 分析LUCC分類(lèi)體系, 在其二級(jí)分類(lèi)類(lèi)型中將灘地與灘涂提出綜合為濕地類(lèi)型, 最終得到林地、 草地、 水體、 耕地、 濕地、 建設(shè)用地與未利用地7種用地類(lèi)型。

1.3 研究方法

1.3.1 人類(lèi)干擾活動(dòng)強(qiáng)度評(píng)估方法 在人類(lèi)活動(dòng)頻繁的景觀中, 不同土地利用方式和強(qiáng)度所產(chǎn)生的人為干擾具有區(qū)域性和累積性的特點(diǎn), 可以直觀地反映在生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和組成上[24]。用ArcGIS 10.3將研究區(qū)域分為若干個(gè)3 km×3 km的網(wǎng)格作為評(píng)價(jià)單元, 參考基于地表覆蓋面積權(quán)重的綜合人為干擾度指數(shù)模型[25], 計(jì)算不同評(píng)價(jià)單元內(nèi)人為干擾度(HI)來(lái)量化評(píng)估研究區(qū)域人類(lèi)活動(dòng)強(qiáng)度。

式中:n為統(tǒng)計(jì)單元內(nèi)景觀類(lèi)型的數(shù)量;Ai為單元網(wǎng)格內(nèi)第i種景觀類(lèi)型的面積;A為單元網(wǎng)格的面積;Hi為第i種景觀類(lèi)型的人為干擾度系數(shù)。參照相關(guān)研究結(jié)果及大慶市主城區(qū)實(shí)際情況, 對(duì)區(qū)域景觀類(lèi)型進(jìn)行人為干擾度系數(shù)賦值(表1)。運(yùn)用自然間斷點(diǎn)分級(jí)法將人為干擾度共劃分成5個(gè)級(jí)別: Ⅰ類(lèi):HI≤3為輕微干擾, Ⅱ類(lèi): 36為嚴(yán)重干擾[19]。

表1 各類(lèi)景觀的人為干擾度指數(shù)

1.3.2 景觀格局指數(shù)選擇與計(jì)算方法 景觀格局指數(shù)的應(yīng)用在景觀生態(tài)學(xué)的研究中十分普及[26]。根據(jù)研究區(qū)域與更大范圍的大慶市地理區(qū)域特點(diǎn), 參照《源匯景觀格局分析及其應(yīng)用》[27]中對(duì)景觀格局指數(shù)構(gòu)建與選擇及文獻(xiàn)[1], 最終從景觀尺度上選取了6個(gè)景觀指數(shù)來(lái)量化大慶市主城區(qū)景觀格局對(duì)人為干擾強(qiáng)度變的響應(yīng)關(guān)系, 包括斑塊密度(PD)、 邊緣密度(ED)、 最大斑塊指數(shù)(LPI)、 景觀形狀指數(shù)(LSI)、 斑塊聚合度指數(shù)(AI)和香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI), 指數(shù)計(jì)算通過(guò)FragStas 4軟件完成。

1.3.3 景觀格局指數(shù)與人為干擾度的相關(guān)性分析 根據(jù)人為干擾度計(jì)算公式得到每個(gè)網(wǎng)格單元的人為干擾度值, 利用SPSS統(tǒng)計(jì)分析軟件計(jì)算人為干擾度與景觀格局指數(shù)的Pearson 相關(guān)系數(shù), 分別采用不同干擾級(jí)別區(qū)域的人為干擾度與其景觀格局指數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析, 最終得出景觀格局對(duì)人為干擾度的響應(yīng)關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 大慶市土地利用類(lèi)型變化

圖2是2000、 2010和2018年大慶市主城區(qū)土地覆被類(lèi)型空間分布圖, 經(jīng)空間分析統(tǒng)計(jì)得到3個(gè)時(shí)間段土地利用類(lèi)型面積(表2)。大慶市主城區(qū)以耕地和草地類(lèi)型為主： 3個(gè)時(shí)間段耕地均占研究區(qū)總面積35%以上, 其次為草地(占20%左右)，未利用地占18%左右, 其他類(lèi)型用地占比較少。

表2 2000—2018年大慶市主城區(qū)土地覆被類(lèi)型面積

圖2 2000、 2010、 2018年大慶市主城區(qū)景觀分類(lèi)圖

由土地利用類(lèi)型面積的變化數(shù)據(jù)可知， 兩時(shí)間段土地利用類(lèi)型面積年增長(zhǎng)速度和變化趨勢(shì)(圖3), 研究期間林地類(lèi)型面積逐年增長(zhǎng), 且增速逐年提升; 草地類(lèi)型面積呈先增長(zhǎng)后減少的趨勢(shì), 但減少速度不高, 僅為1.3 km2/a; 耕地類(lèi)型面積處于持續(xù)減少階段, 減少速度逐年放緩; 水體類(lèi)型面積呈先減少后增加的趨勢(shì), 且增速高至6.59 km2/a; 而濕地面積逐年減少, 且減少速度逐年增加; 建設(shè)用地面積在研究期間處于高速增長(zhǎng)階段, 增速逐年放緩; 未利用地面積逐年減少, 減少速度逐年增加。

圖3 大慶市主城區(qū)兩時(shí)段景觀類(lèi)型面積增長(zhǎng)速率

通過(guò)對(duì)3個(gè)時(shí)期土地利用柵格圖像進(jìn)行空間處理, 得到大慶市主城區(qū)2000—2010年、 2010—2018年兩個(gè)時(shí)段的土地利用類(lèi)型變化轉(zhuǎn)移矩陣(表3)。

表3 2000—2010年、 2010—2018年兩時(shí)段大慶市主城區(qū)土地利用類(lèi)型面積變化轉(zhuǎn)移矩陣

2010年林地、 草地和建設(shè)用地的主要來(lái)源是2000年的耕地類(lèi)型, 耕地轉(zhuǎn)移量分別占2010年林地、 草地和建設(shè)用地來(lái)源的14.54%、 8.92%、 11.47%。2000年濕地類(lèi)型主要去向?yàn)椴莸? 有14.33%的濕地轉(zhuǎn)移至2010年的草地類(lèi)型。2010年耕地類(lèi)型的主要去向是林地和建設(shè)用地, 占2018年林地類(lèi)型來(lái)源的17.9%、 建設(shè)用地類(lèi)型來(lái)源的6.12%。2018年水體面積來(lái)源的5.71%來(lái)自2010年未利用地類(lèi)型。

通過(guò)對(duì)2010—2018年間土地利用類(lèi)型轉(zhuǎn)移矩陣的分析, 能夠獲知城市發(fā)展的大致過(guò)程: 耕地向各類(lèi)用地轉(zhuǎn)換幅度較大； 其他用地轉(zhuǎn)變幅度較小, 各類(lèi)用地的轉(zhuǎn)變?nèi)ハ蛑饕獮榻ㄔO(shè)用地； 未利用地向其他用地轉(zhuǎn)移幅度增加, 反映出現(xiàn)實(shí)中隨著城市的發(fā)展和進(jìn)一步開(kāi)發(fā), 對(duì)未利用地的開(kāi)發(fā)利用也逐年加快； 耕地向草地轉(zhuǎn)移速度加快， 而草地向耕地轉(zhuǎn)移速度逐年降低, 體現(xiàn)出大慶市退耕還林還草政策的突出作用； 濕地類(lèi)型向其他地類(lèi)轉(zhuǎn)換比重較大, 反映了各類(lèi)活動(dòng)影響侵占了濕地空間, 濕地面積處于逐年減少的趨勢(shì)。研究區(qū)各類(lèi)用地存在相互轉(zhuǎn)化的情況, 反映了人類(lèi)活動(dòng)對(duì)土地景觀類(lèi)型轉(zhuǎn)變的作用。

2.2 人類(lèi)活動(dòng)干擾度時(shí)空動(dòng)態(tài)

2.2.1 大慶市主城區(qū)人為干擾度時(shí)間變化特征 將大慶市主城區(qū)景觀類(lèi)型目譯結(jié)果按3 km×3 km的漁網(wǎng)分割, 依據(jù)人為干擾度模型公式進(jìn)行計(jì)算統(tǒng)計(jì), 得到3個(gè)時(shí)相Ⅰ～Ⅴ級(jí)共5種干擾級(jí)別的空間分布情況, 并對(duì)不同干擾度級(jí)別景觀面積進(jìn)行量化統(tǒng)計(jì)如圖4所示。

圖4 大慶市主城區(qū)不同干擾度級(jí)別區(qū)域面積變化

研究期間, Ⅰ、 Ⅲ、 Ⅳ類(lèi)干擾度類(lèi)型面積逐年減少, Ⅱ、 Ⅴ類(lèi)干擾度類(lèi)型面積逐年增加, 其中Ⅱ、 Ⅲ、 Ⅳ類(lèi)干擾度類(lèi)型面積變化幅度較小, Ⅰ、 Ⅴ類(lèi)干擾度類(lèi)型面積變化幅度較大。分別統(tǒng)計(jì)出3個(gè)時(shí)相內(nèi)不同人為干擾度區(qū)域面積變化, 并計(jì)算出2000、 2010、 2018年平均人為干擾度分別為3.584、 3.613、 3.655; 2000—2010、 2010—2018兩時(shí)段人為干擾度年增速分別為0.002 9/a、 0.005 3/a, 可知2000—2018年, 人為干擾度水平及其年增速呈逐年升高趨勢(shì)。3個(gè)時(shí)相內(nèi)平均人為干擾度均分布于Ⅱ級(jí)干擾度類(lèi)型, 可知整個(gè)研究區(qū)域平均干擾度水平為輕度干擾。

2.2.2 大慶市主城區(qū)人為干擾度的空間特征 利用ArcGIS 10.3空間分析功能進(jìn)行柵格計(jì)算, 得出大慶市主城區(qū)3個(gè)時(shí)相人為干擾度時(shí)空分布圖如圖5所示。

圖5 2000、2010和2018年大慶市主城區(qū)3個(gè)時(shí)相人為干擾度分布

HI值高的區(qū)域可作為干擾中心, 干擾度高的景觀類(lèi)型即為干擾中心的景觀因素, HI值越高且面積大的景觀類(lèi)型即為干擾貢獻(xiàn)景觀[6]。可以看出, 人為干擾度時(shí)空分布變化較為平穩(wěn), Ⅴ級(jí)干擾度水平類(lèi)型分布于研究區(qū)域的中心, 可作為研究區(qū)域的干擾中心, 其他干擾度水平類(lèi)型呈輻射狀依次降低, Ⅴ級(jí)干擾度面積逐年增加, 且讓胡路區(qū)、 大同區(qū)人為干擾度明顯大于其他行政區(qū)人為干擾度, 對(duì)照3個(gè)時(shí)相的景觀分類(lèi)圖(圖2), 可以較為明顯地看出建設(shè)用地與耕地為區(qū)域的干擾貢獻(xiàn)景觀。

對(duì)相鄰兩時(shí)期的人為干擾度進(jìn)行柵格計(jì)算, 得出研究區(qū)域內(nèi)兩個(gè)時(shí)段的人為干擾度空間分異動(dòng)態(tài)如圖6所示。

圖6 研究區(qū)域內(nèi)兩時(shí)段人為干擾度變化

2000—2018年，整個(gè)研究區(qū)人為干擾度變化在-0.1～0.2, 較為穩(wěn)定, 人為干擾度顯著增加的區(qū)域分散分布于研究區(qū)域內(nèi)。對(duì)比可知: 2000—2010年間研究區(qū)的東北方向, 即龍鳳區(qū)與薩爾圖區(qū)人為干擾度變化比較大, 土地類(lèi)型轉(zhuǎn)移較為頻繁; 而2010—2018年， 讓胡路區(qū)人為干擾度增長(zhǎng)趨勢(shì)較為顯著, 人為干擾度變化具有較強(qiáng)的地區(qū)差異性。

2.3 大慶主城區(qū)景觀格局指數(shù)的階段性變化

運(yùn)用FragStats軟件分別計(jì)算得出2000、 2010、 2018年的各項(xiàng)景觀格局指數(shù), 見(jiàn)表4。

表4 2000、 2010、 2018年6項(xiàng)景觀格局指數(shù)變化

從2000—2018年的景觀格局指數(shù)來(lái)看,PD、ED和LPI處于逐年減小趨勢(shì), 說(shuō)明2000—2018年間景觀豐富度降低, 且景觀類(lèi)型發(fā)展更為均質(zhì)化, 優(yōu)勢(shì)景觀類(lèi)型占比逐年減少;LSI指數(shù)逐年減少, 說(shuō)明景觀邊界形狀的復(fù)雜性逐年降低;SHDI逐年增長(zhǎng), 大慶市主城區(qū)各類(lèi)型斑塊所占面積的景觀異質(zhì)性或均勻性降低;AI指標(biāo)先增大后降低, 變化幅度較小, 說(shuō)明研究區(qū)域景觀的聚集性和連通性整體上處于平穩(wěn)發(fā)展?fàn)顟B(tài)。

2.4 景觀格局對(duì)人為干擾度時(shí)空變化的響應(yīng)

為探究各干擾級(jí)別區(qū)域景觀格局指數(shù)對(duì)人為干擾度時(shí)空變化的響應(yīng)關(guān)系, 用FragStats批量計(jì)算出各干擾級(jí)別區(qū)域景觀格局指數(shù), 此處將Ⅰ～Ⅴ級(jí)分為低干擾度(HI≤3)、 中干擾度(35)3個(gè)級(jí)別。通過(guò)比較不同級(jí)別人為干擾度區(qū)域景觀格局指數(shù)變化得知(圖7), 中、 高干擾度區(qū)域的斑塊密度PD在2000—2018年間低于低干擾度區(qū)域, 說(shuō)明隨著人類(lèi)干擾活動(dòng)的增強(qiáng), 城市建設(shè)偏向于集約式發(fā)展趨勢(shì), 導(dǎo)致區(qū)域景觀異質(zhì)性降低; 高干擾度區(qū)域最大斑塊指數(shù)LPI遠(yuǎn)高于低、 中干擾度區(qū)域, 其中高干擾區(qū)域的最大斑塊指數(shù)LPI逐年下降; 低干擾度區(qū)域的邊緣密度指數(shù)ED高于中、 高干擾度區(qū)域, 表明景觀格局的邊緣密度指數(shù)ED與人為干擾度指數(shù)具有一定的相關(guān)性; 景觀形狀指數(shù)LSI在人類(lèi)活動(dòng)干擾下呈下降趨勢(shì), 其中景觀形狀指數(shù)LSI在2000—2010年間各區(qū)域均下降, 并于2010—2018年間上升; 香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI隨人為干擾度升高而降低; 而斑塊聚合度指數(shù)AI在人類(lèi)活動(dòng)干擾下呈升高趨勢(shì), 均與人為干擾度指數(shù)有一定的相關(guān)性。

圖7 不同級(jí)別人為干擾度區(qū)域景觀格局指數(shù)變化

用SPSS計(jì)算區(qū)域人為干擾度與其景觀格局指數(shù)的相關(guān)性見(jiàn)表5。

表5 2018年人為干擾度與景觀格局指數(shù)的相關(guān)性矩陣

整個(gè)研究區(qū)域范圍內(nèi), 人為干擾度與景觀格局指數(shù)的相關(guān)性情況如下: 人為干擾度指數(shù)與景觀指數(shù)相關(guān)性依次為最大斑塊指數(shù)LPI>香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI>邊緣密度ED>景觀形狀指數(shù)LSI>斑塊聚合度指數(shù)AI, 其中最大斑塊指數(shù)LPI與斑塊聚合度指數(shù)AI為正相關(guān), 香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI、 邊緣密度ED、 景觀形狀指數(shù)LSI與人為干擾度指數(shù)呈負(fù)相關(guān), 說(shuō)明人為干擾度高的區(qū)域香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI、 邊緣密度ED與景觀形狀指數(shù)LSI均表現(xiàn)為低值, 人為干擾度與斑塊密度PD不具有明顯的相關(guān)性。

3 結(jié)論與討論

3.1 結(jié)論

本研究結(jié)合《土地利用現(xiàn)狀分類(lèi)》(GB/T 21010—2017)與人為干擾度模型, 通過(guò)遙感技術(shù)與GIS空間分析法, 量化分析了大慶市主城區(qū)2000—2018年間人為干擾度時(shí)空變化及其景觀格局的響應(yīng)關(guān)系。結(jié)果表明:

(1)整體來(lái)看, 大慶市主城區(qū)人為干擾度呈現(xiàn)非均質(zhì)化特征,HI≤3, 即低干擾度級(jí)別區(qū)域面積逐年降低,HI>6的嚴(yán)重干擾區(qū)域面積較大幅度增加, 主要由于為滿(mǎn)足人口增長(zhǎng)與生活質(zhì)量的需求, 部分自然景觀受到人類(lèi)活動(dòng)的干擾, 草地、 水體濕地等景觀類(lèi)型大幅減少, 耕地、 建設(shè)用地面積擴(kuò)張。人為干擾度高值區(qū)(干擾中心)集中于讓胡路區(qū)與大同區(qū), 干擾貢獻(xiàn)景觀類(lèi)型主要為建設(shè)用地與耕地。人為干擾度變化較為穩(wěn)定但具有較強(qiáng)的地區(qū)差異性, 參考以上土地利用轉(zhuǎn)移矩陣的分析, 隨著資源開(kāi)發(fā)及耕地?cái)U(kuò)張, 越來(lái)越多的未利用地被開(kāi)發(fā)為建設(shè)用地和耕地, 人為干擾度變化較為強(qiáng)烈。

(2)隨著人為活動(dòng)的干擾逐漸增強(qiáng), 大慶市主城區(qū)自然景觀如草地、 湖泊濕地等景觀類(lèi)型面積不同程度減少, 景觀異質(zhì)性降低, 景觀豐富度和復(fù)雜性降低, 景觀斑塊趨于均質(zhì)化。

(3)景觀格局對(duì)人類(lèi)干擾強(qiáng)度變化的響應(yīng)關(guān)系呈現(xiàn)地區(qū)差異。在空間分布上, 人為干擾度與最大斑塊指數(shù)LPI和斑塊聚合度指數(shù)AI成正比, 與邊緣密度ED、 景觀形狀指數(shù)LSI、 香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI成反比, 與斑塊密度PD相關(guān)性不顯著。 此結(jié)果與以往研究具有一致性[28], 但結(jié)果的差異性也能說(shuō)明不同尺度以及不同類(lèi)型區(qū)域的景觀格局響應(yīng)程度不同[1]。

3.2 討論

資源產(chǎn)業(yè)對(duì)大慶市景觀格局的變化起到推動(dòng)作用, 經(jīng)濟(jì)發(fā)展的帶動(dòng)下, 人口增長(zhǎng)迅速, 城市景觀不斷擴(kuò)大, 致使許多未利用地、 草地、 水域面積減少。 隨著政府積極政策的引導(dǎo)下, 土地景觀也在向好的方向發(fā)展。

人為干擾度能很好地反映區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)脆弱程度及生態(tài)環(huán)境狀況[29]。本文以典型的濕地類(lèi)型豐富的資源型城市——大慶市主城區(qū)為研究對(duì)象, 所得部分結(jié)論能夠?yàn)閲?guó)內(nèi)資源型城市或地區(qū)提供研究思路并給予輔助決策支持, 亦可提高對(duì)資源型城市的環(huán)境發(fā)展的重視和保護(hù)。