扎龍濕地景觀動態(tài)研究與生態(tài)安全評價*

何文嘉，張玉紅

（哈爾濱師范大學黑龍江省普通高等學校地理環(huán)境遙感監(jiān)測重點實驗室）

0 引言

人類社會的可持續(xù)發(fā)展，受到生態(tài)環(huán)境的影響，生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)的健康與完整情況可以根據(jù)生態(tài)安全程度來反映.區(qū)域的生態(tài)安全正是區(qū)域生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)安全，生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)的服務功能反映了生態(tài)系統(tǒng)的安全程度［1］.濕地有＂地球之腎＂的美譽，是生態(tài)環(huán)境進化的重要生態(tài)系統(tǒng).維持濕地生態(tài)安全的重要特性是生態(tài)過程具有連續(xù)性、功能具有完整性、結構具有穩(wěn)定性.只有足夠的濕地面積、多樣化的濕地類型、豐富的物種、較少的人為干擾等安全的基礎才能使得濕地的功能發(fā)揮出來［2］.然而，隨著工業(yè)化的發(fā)展、人類的干擾活動，使得濕地的各個方面受著不同程度的干擾，濕地的生態(tài)安全受到威脅.

景觀的生態(tài)安全程度是景觀內(nèi)不同景觀類型之間不斷作用變化的結果，生態(tài)系統(tǒng)的安全程度在不斷變化著，濕地保護和合理利用的好壞不僅關系到中國國土的生態(tài)安全，對全球的自然資源和生態(tài)保護都會產(chǎn)生很大的影響，而生態(tài)安全評價可以提前對生態(tài)安全情況進行預警.研究生態(tài)安全主要是對某一區(qū)域的生態(tài)安全的定量或定性的描述，主要有層次分析法、景觀格局指數(shù)法等，但是利用模型評價生態(tài)安全是使用最多的，如PSR模型、灰色預測模型、BP 神經(jīng)網(wǎng)絡模型等.朱衛(wèi)紅等人基于PSR 模型構建圖們江流域濕地的生態(tài)安全評價指標體系，并對生態(tài)安全進行預測［3］.趙楊秋等人基于BP 神經(jīng)網(wǎng)絡對工業(yè)的生態(tài)安全進行動態(tài)評價并分析障礙因子［4］.何剛等人將Lotka－Volterra 共生概念引入生態(tài)安全評價中，預測了安徽省各個城市的生態(tài)安全，并借助BP－DEMATEL模型研究了生態(tài)安全影響因素及其內(nèi)在作用關系［5］.

扎龍濕地具有重要的生態(tài)價值，是中國北方同緯度地區(qū)中保留最完整、最原始的濕地生態(tài)系統(tǒng)，然而由于氣候的變化、人類活動和各種污染等因素，濕地的生態(tài)功能受到影響，對濕地進行生態(tài)安全評價就顯得尤為重要.該文正是通過景觀格局指數(shù)法來構建生態(tài)安全模型，定量評價扎龍濕地的生態(tài)安全.景觀格局是指在人為因素或自然因素影響下所形成的景觀鑲嵌體在空間內(nèi)的排列，它可以表現(xiàn)景觀的異質性，也是各種生態(tài)過程所作用的結果［6］.景觀格局與生態(tài)過程息息相關，可以準確地表示出各種生態(tài)影響的空間分布及其變化特征［7］，分析景觀格局的生態(tài)安全有助于提高對自然與人為干擾影響生態(tài)安全過程的認識，因此，該文利用遙感影像，對扎龍濕地近40 年間的景觀動態(tài)變化進行分析，并利用景觀格局指數(shù)對濕地的生態(tài)安全情況進行定量評價，為濕地提供科學的管理依據(jù).

1 數(shù)據(jù)獲取與處理

1.1 研究區(qū)概況

扎龍濕地（東經(jīng)123°47′ ～124°37′，北緯46°52′～47°32′）位于黑龍江省松嫩平原西部（如圖1 所示），核心區(qū)位置為黑龍江省齊齊哈爾市東南約30 km處的扎龍鄉(xiāng)，屬于典型的低位沼澤濕地.保護區(qū)由烏裕爾河下游流域一大片永久性季節(jié)性淡水沼澤地組成，濕地的周圍是草地、農(nóng)田和人工魚塘.鶴類是主要保護對象，全世界有15 種鶴類，中國有9 種，扎龍就分布了6 種［8］.扎龍濕地屬于溫帶大陸季風性氣候，夏季炎熱熱多雨，冬季寒冷漫長［8］.降水量相對較少、降雨年際、年內(nèi)變化均較大［9］.植被主要以草甸草原、草甸、沼澤和水生植被4 大類型為主，是中國北方同緯度地區(qū)中保留最完整、最原始的濕地生態(tài)系統(tǒng).

圖1 扎龍濕地位置示意圖

1.2 數(shù)據(jù)獲取與處理

研究采用的數(shù)據(jù)是1981、1990、2000、2010、2020 年的Landsat 系列數(shù)據(jù)，在數(shù)據(jù)篩選時，選取云量小于10%且沒有噪聲的影像；數(shù)據(jù)獲取時間上，選擇5 月末到9 月初植物生長季的數(shù)據(jù)，見表1.在這期間植被長勢相對穩(wěn)定，在進行比較時具有可比性.在ENVI5.3 中進行預處理之后，根據(jù)研究區(qū)的矢量邊界裁剪遙感影像，得到扎龍濕地遙感影像圖.

表1 扎龍濕地影像數(shù)據(jù)列表

對預處理后的遙感影像進行監(jiān)督分類，參照“國家資源與環(huán)境遙感宏觀調(diào)查與動態(tài)研究”土地分類系統(tǒng)，結合扎龍濕地的研究現(xiàn)狀及實際情況，將扎龍濕地的土地覆蓋類型分為7 類［9］.以突出濕生景觀和旱生景觀為目的，將7 種土地覆蓋類型合并為4 種景觀類型，分別為明水、有地表水濕地、無地表水濕地、旱地4 大類.將1981、1990、2000、2020、2020 年五期影像的分類數(shù)據(jù)作為基礎數(shù)據(jù)，進行后期的分析操作.

2 研究方法

2.1 景觀格局分析

景觀指數(shù)是指能夠高度濃縮景觀格局信息，反映其結構組成和空間配置某些方面特征的簡單定量指標［10］.總體上分為斑塊水平指數(shù)、斑塊類型水平指數(shù)以及景觀尺度指數(shù)［11－12］.在分類數(shù)據(jù)的基礎上，利用景觀格局指數(shù)，從斑塊類型和景觀兩種尺度上進行景觀格局的分析.該文的目的在于把握景觀的破碎化程度和景觀的多樣性，所以利用斑塊個數(shù)、最大斑塊指數(shù)、分離度指數(shù)、香農(nóng)多樣性等指數(shù)，分析景觀的破碎化程度和和景觀的豐富度.

2.2 景觀生態(tài)安全分析

該文通過景觀格局指數(shù)來構建評價模型，定量評價扎龍濕地的生態(tài)安全程度.從景觀格局入手研究研究區(qū)域生態(tài)安全水平，常用的指標有景觀優(yōu)勢度、損失度、干擾度以及分離度指數(shù)等不同指標［13－14］.考慮研究區(qū)的特點，結合景觀格局分析在景觀破碎后程度和景觀豐富度兩大方面的結果，選取景觀干擾度、景觀損失度、景觀脆弱度作為衡量不同景觀類型受干擾的程度，通過這些指標來進行評價模型的構建［6］，選取2 ×2 km為評價單元，評價扎龍濕地近40 年的生態(tài)安全情況.

（1）景觀損失度指數(shù)Ri

受干擾之后的景觀類型可以用景觀損失度描述，主要是通過景觀干擾度脆弱度來反映，其公式為：

式中，ESi為景觀類型安全度，ES為景觀安全度，n為景觀類型個數(shù).

3 研究結果與分析

3.1 濕地景觀格局分析

景觀生態(tài)安全度與景觀內(nèi)各景觀類型的面積有關，公式如下：

3.1.1 濕地景觀類型的面積變化

扎龍濕地1981 ～2020年景觀面積變化如表2、圖2所示.在研究時段的40多年間明水面積有所減少，從6.76%減少至5.01%；旱地面積有所增加，有地表水濕地和無地表水濕地的面積都有所減少，所占比例分別由35.14%、28.23%減至23.18%和23.75%.

圖2 扎龍濕地1981 ～2020 年景觀面積（km2）

計算1981 ～ 2000、2000 ～ 2020、2000 ～2020 年扎龍濕地景觀類型的變化面積和變化比例，結果見表2.

表2 扎龍濕地景觀類型的變化面積及比例 km2

由表2 顯示，1981 ～2000 年扎龍濕地的無地表水濕地和旱地的面積有所增加，所增加的面積分別為21.53 和273.17km2，對應的變化比例分別為3.39%和40.66%；明水和有地表水濕地面積有所減少，減少的面積分別為32. 41 和265.72 km2，對應的變化比例分別為－21.33%和－33.62%.2000 ～2020 年，明水面積減少了6.97 km2，變化比例為－5.83%；旱地面積增加了135.75 km2，變化比例為14.36%；有地表水濕地和無地表水濕地面積均有所減少，減少的面積分別為3.47 和122.47 km2，對應的變化比例分別為－0.66%和－18.66%.從1981 ～2020 年來看，明水、有地表水濕地、無地表水濕地的面積均有所減少，減少的面積分別為39.38、269.19、100.94 km2，對應的變化比例分別為－25.92%、－34.06%、－15.90%；旱地的面積有所增加，增加了408.92 km2，變化比例為60.86%.

3.1.2 濕地景觀類型的轉移分析由表3 ～6得：1981 ～2000年共有1169.20 km2的景觀面積未發(fā)生變化，其中旱地居于首位，為576.12 km2，占總未發(fā)生變化的49.27%.扎龍濕地明水的轉出面積為88.69 km2，轉入面積為56.38 km2，轉出面積大于轉入面積，主要轉為了旱地.有地表水濕地的轉出面積為501.11 km2，轉入面積為235.97 km2；無地表水濕地和旱地的轉入面積均大于轉出面積，無地表水濕地的轉出面積為392.65 km2，轉入面積為415.15 km2，旱地的轉出面積為92.04 km2，轉入面積為367.99 km2.

表3 1981 ～2000 年扎龍濕地景觀類型面積轉移矩陣 km2

2000 ～2020 年間，共有的1324.03 km2的景觀面積未發(fā)生變化，旱地未發(fā)生變化的面積最多，占未發(fā)生變化的58.51%.明水的轉入面積為47.93 km2，轉出面積為56.65 km2；有地表水濕地的轉入面積為275. 44 km2，轉出面積為278.96 km2，轉入面積小于轉出面積；無地表水濕地的轉出面積大于轉入面積，主要轉為了有地表水濕地和旱地；旱地的轉入面積大于轉出面積，主要由無地表水濕地轉入.

1981 ～2020 年，共有1061.24 km2的景觀面積未發(fā)生改變，旱地仍占最多，為49.27%；除旱地的轉入面積大于轉出面積外，其余景觀均是轉入面積小于轉出面積；明水主要由有地表水轉入，大部分明水轉為了旱地；大面積的有地表水濕地轉為了無地表水濕地和旱地，大部分無地表水濕地轉為了有地表水濕地和旱地；旱地主要由有地表水濕地和無地表水濕地轉入.從景觀的轉換上來看，濕生景觀在逐漸退化，旱生景觀有逐年上升的趨勢.

表4 2000 ～2020 年扎龍濕地景觀類型面積轉移矩陣 km2

表5 1981 ～2020 年扎龍濕地景觀類型面積轉移矩陣 km2

表6 各景觀類型轉入、轉出面積 km2

3.2 濕地景觀空間格局分析

3.2.1 景觀破碎化分析

最大斑塊指數(shù)、斑塊個數(shù)和景觀分離度指數(shù)的綜合分析，可以反映景觀的破碎化程度［17］.圖3 是通過移動窗格法計算得到的三種指數(shù)分布圖.扎龍濕地1981 ～2020 年景觀破碎化分布如圖3 所示.最大斑塊指數(shù)LPI 和斑塊個數(shù)NP 在呈現(xiàn)出相反的趨勢，呈負相關.景觀分離度指數(shù)DIVISION與斑塊個數(shù)NP的分布趨勢相近，并且更能體現(xiàn)出扎龍濕地的景觀破碎程度.扎龍濕地在1981－2000 年間，LPI指數(shù)逐漸減小，NP指數(shù)增加，景觀破碎化程度明顯.但在2010 年，LPI指數(shù)相對上升，說明景觀破碎化的程度相對減弱.從1981 ～2020 年整體來看，LPI指數(shù)有先減小后增加的趨勢，NP指數(shù)有先增加后減小的趨勢，說明在這40 年間，扎龍濕地景觀在逐步破碎化之后有趨向整合的趨勢.

圖3 扎龍濕地1981 ～2020 年景觀破碎化空間分布圖

3.2.2 景觀多樣性分析

從扎龍濕地1981 ～2020 年景觀尺度的指數(shù)變化（見表7）情況可以看出，斑塊的結合度指數(shù)COHESION 在1981 ～2010 年逐漸增大，到了2020 年又略有所下降，反映出景觀的連接度先增加后下降的趨勢，但總體來看，景觀的連接度幾乎沒變.香農(nóng)多樣性指數(shù)SHDI 和香農(nóng)均勻度指數(shù)SHEI可以反映景觀中景觀類型的豐富程度以及景觀組成的均勻度，1981 ～2020 年間，香農(nóng)多樣性指數(shù)逐漸下降，下降了0.09，表明研究區(qū)內(nèi)景觀類型不斷減少；同時，香農(nóng)均勻度指數(shù)也呈現(xiàn)逐年下降的趨勢，表面區(qū)域內(nèi)總體景觀分布的不均衡狀態(tài).

表7 扎龍濕地1981 ～2020 年景觀類型尺度指數(shù)變化

3.2.3 景觀類型指數(shù)分析

根據(jù)景觀類型指數(shù)折線圖，由圖4 可知，斑塊個數(shù)在反映景觀異質性的同時，也與景觀的破碎度有一定的關系，斑塊個數(shù)數(shù)值的大小與景觀的破碎度呈正相關.有地表水濕地和無地表水的斑塊個數(shù)比其他景觀類型高，說明有地表水濕地和無地表水濕地的景觀破碎度較高.旱地所占的斑塊面積最大，而斑塊數(shù)量不是最大，說明其組成斑塊較大且其中存在著大量的優(yōu)勢斑塊，即存在著面積較大的完整旱地.有地表水濕地的平均斑塊大小有先減小后增大的趨勢，說明在這40 年間，有地表水濕地的斑塊在不斷變小的同時又有增大的趨勢.明水的散布并列指數(shù)有有所增加，表明與其接壤的景觀類型豐富度有所增加，相鄰的景觀類型有增大的趨勢.

圖4 扎龍濕地1981 ～2020 年景觀類型指數(shù)圖

3.3 景觀生態(tài)安全分析

通過對景觀格局指數(shù)的計算和分析，發(fā)現(xiàn)扎龍濕地近40 年來景觀的破碎化程度增加，景觀多樣性有逐步減少的趨勢，造成了生態(tài)系統(tǒng)的損失度增大，干擾性增加，脆弱程度增大，導致生態(tài)安全收到威脅，因此，有必要從這幾個方面對濕地的生態(tài)安全進行評價.劃分評價單元后，依據(jù)指數(shù)的計算將單元中心點賦值，利用ArcGIS 插值得到研究區(qū)內(nèi)整體的生態(tài)安全分布情況，再用自然斷點法將研究區(qū)的生態(tài)安全分為5 個等級，由低到高遞減，1 級為高生態(tài)安全，2 級為較高生態(tài)安全，3 級為中等生態(tài)安全，4 級為較低生態(tài)安全，5 級為低生態(tài)安全.最終得到1981 ～2020 年扎龍濕地的生態(tài)安全分布圖，如圖5 所示.

圖5 扎龍濕地1981 ～2020 年生態(tài)安全水平分布圖

通過分析1981 ～2020 年扎龍濕地的生態(tài)安全分布圖可以看出，高生態(tài)安全區(qū)和較高生態(tài)安全區(qū)分布在靠中部的位置，低生態(tài)安全區(qū)一般零星分布在研究區(qū)的外圍.從景觀生態(tài)安全的整體分布來看，扎龍濕地中部地區(qū)的生態(tài)安全程度要高于北部和南部地區(qū).

由表8 可知，1981 ～2020 年間，高生態(tài)安全區(qū)域和較高生態(tài)安全區(qū)域的面積呈現(xiàn)逐年下降的趨勢；相反，低生態(tài)安全區(qū)域和較低生態(tài)安全區(qū)域呈現(xiàn)出逐年上升的趨勢，其中，較低生態(tài)安全區(qū)域的面積增長最為明顯，面積比重有逐漸上升的趨勢.在濕地管理方面，應努力保持中部地區(qū)的生態(tài)安全狀況不變，即高生態(tài)安全和較高生態(tài)安全區(qū)域的面積在不變的基礎上逐漸提高；應大力加強濕地外圍區(qū)域的較低和低生態(tài)安全區(qū)域的保護工作.

表8 扎龍濕地1981 ～2020 年生態(tài)安全等級面積 km2

4 結論

該文以扎龍濕地為研究對象，基于1981、1990、2000、2020、2020 年五期遙感影像，在分析景觀動態(tài)變化的基礎上，采用景觀生態(tài)安全評價模型，對扎龍濕地的景觀生態(tài)安全進行定量評價，得出近40 年扎龍濕地的生態(tài)安全情況.主要研究結論如下.

（1）1981 ～2020 年間，明水、有地表水濕地和無地表水濕地的面積有所減少，旱地的面積呈增加的趨勢.有地表水濕地減少的最多，研究期內(nèi)共減少269.19 km2，減幅為34.06%.在景觀類型的面積轉出中，轉出的面積由多到少分別為有地表水濕地、無地表水濕地、旱地和明水；在景觀類型的面積轉入中，轉入面積由多到少為旱地、無地表水濕地、有地表水濕地和明水.

（2）濕地景觀在逐步破碎化后有趨于整合的趨勢；香農(nóng)多樣性指數(shù)及香農(nóng)均勻度指數(shù)不斷減少，表明研究區(qū)內(nèi)景觀多樣性不斷減小，景觀分布趨于不均衡分布的狀態(tài).

（3）從扎龍濕地1981 ～2020 年的生態(tài)安全分布來看，研究區(qū)中部地區(qū)的安全程度要遠遠大于其北部和南部地區(qū)；1981 ～2020 年，高生態(tài)安全區(qū)域占比由21.64%降至14.86%，較高生態(tài)安全區(qū)域占比由22.95%降至17.85%，中等生態(tài)安全區(qū)域占比幾乎不變，較低生態(tài)安全區(qū)域占比由22.84%增至30.77%，低生態(tài)安全區(qū)域占比由7.49%增至10.07%.研究區(qū)內(nèi)的生態(tài)安全有逐步降低的趨勢.

對景觀格局的演變結果進行準確的定位和把握，在此基礎上定量分析扎龍濕地的生態(tài)安全特征，可為研究區(qū)的濕地資源開發(fā)和管理提供有用的信息，為人類的活動干擾提供預警，為濕地的科學管護提供依據(jù).