基于生態(tài)功能評(píng)價(jià)的盤(pán)錦濕地景觀格局優(yōu)化研究

成 遣，陳福江,王鐵良,郭成久

（沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)水利學(xué)院，沈陽(yáng) 110161）

景觀格局的變化對(duì)生態(tài)過(guò)程產(chǎn)生影響，而生態(tài)過(guò)程又影響著生態(tài)功能的發(fā)揮。研究景觀格局、生態(tài)過(guò)程和生態(tài)功能的相互作用有利于有效管理生態(tài)資源。除此之外，在生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部通過(guò)調(diào)整和優(yōu)化各種景觀類型的空間和數(shù)量分布，可以提升生態(tài)功能和生態(tài)過(guò)程，實(shí)現(xiàn)景觀生態(tài)效益的最大化[1-3]。

近年來(lái)，景觀格局優(yōu)化研究使用的優(yōu)化模型越來(lái)越多樣化，這取決于研究視角和研究區(qū)域的時(shí)空尺度[4]。一些學(xué)者應(yīng)用整體規(guī)劃方法和灰色規(guī)劃理論實(shí)現(xiàn)了對(duì)不同景觀模式的優(yōu)化研究，結(jié)果證明了上述研究方法的有效性。但是，由于上述傳統(tǒng)生態(tài)過(guò)程模擬方法難以對(duì)景觀格局的多目標(biāo)要求進(jìn)行優(yōu)化，在實(shí)際應(yīng)用中不能完全滿足景觀規(guī)劃和生態(tài)建設(shè)的具體要求，導(dǎo)致最終不能用這些方法來(lái)系統(tǒng)地解決區(qū)域生態(tài)環(huán)境問(wèn)題。隨著計(jì)算機(jī)技術(shù)和3S 技術(shù)的不斷發(fā)展，空間模型已經(jīng)成為當(dāng)前景觀格局優(yōu)化的主要研究方法。在空間模型中，馬爾可夫模型、細(xì)胞自動(dòng)機(jī)（CA）模型和最小累積阻力（MCR）模型應(yīng)用最為廣泛[5-7]。目前的研究大多是CA 模型和Markov 模型，用于改進(jìn)土地利用類型的優(yōu)化分析，這些模型沒(méi)有反映各種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的生態(tài)過(guò)程的影響。與以上模型不同，MCR 模型是通過(guò)生態(tài)過(guò)程克服景觀阻力機(jī)制來(lái)實(shí)現(xiàn)的，從而有效地表現(xiàn)了景觀的空間分布模式與生態(tài)過(guò)程之間的關(guān)系。該模型可以實(shí)現(xiàn)數(shù)量結(jié)構(gòu)和空間格局的優(yōu)化提升，結(jié)合連通性指數(shù)檢驗(yàn)優(yōu)化成果[8-9]。國(guó)內(nèi)已有學(xué)者將該方法應(yīng)用于濕地景觀格局優(yōu)化研究，但由于使用MCR模型優(yōu)化景觀時(shí)只考慮了連通性的影響，忽略了其他環(huán)境因素的影響，造成優(yōu)化成果與現(xiàn)實(shí)情況存在偏差[10]。

盤(pán)錦濕地是我國(guó)典型的濱海濕地，是遼河三角洲的重要組成部分，具有重要的科研價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值，受到越來(lái)越多學(xué)者的關(guān)注并進(jìn)行深入研究。他們的研究成果包括濕地的時(shí)空監(jiān)測(cè)、濕地生態(tài)適宜性評(píng)價(jià)、濕地景觀格局演變分析、濕地生態(tài)功能和濕地生態(tài)環(huán)境[11-15]。上述研究成果為盤(pán)錦濕地的保護(hù)、恢復(fù)和規(guī)劃提供了豐富的科學(xué)依據(jù)。然而，關(guān)于盤(pán)錦濕地景觀格局的優(yōu)化研究的文獻(xiàn)卻鮮有報(bào)道。為實(shí)現(xiàn)濕地資源的優(yōu)化配置和提升其生態(tài)功能，本研究以盤(pán)錦濕地為研究對(duì)象，采用MCR模型，選擇影響景觀變化的主導(dǎo)驅(qū)動(dòng)因素作為關(guān)鍵影響因素，綜合考慮生態(tài)功能、地形特征和景觀格局等多種因素影響，建立了適合盤(pán)錦濕地生態(tài)環(huán)境和景觀演變特點(diǎn)的優(yōu)化方法。

1 材料與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

盤(pán)錦濕地是典型的濱海濕地，位于遼河三角洲的中心地帶，地理位置位于東經(jīng)121°30'～122°31'，北緯40°45'～41°27'之間，總面積為39.205×104hm2，年平均降水量為622.3 mm，平均蒸發(fā)量為1669.5 mm，年平均日照時(shí)間為2 917.5 h。盤(pán)錦濕地內(nèi)有白鸛、黑鸛、白尾海雕、白天鵝和丹頂鶴等珍稀水禽，是我國(guó)重要的水禽棲息地。圖1為盤(pán)錦濕地地理位置分布圖。

圖1 盤(pán)錦濕地位置分布圖Figure 1 Panjin wetland distribution map

1.2 數(shù)據(jù)采集和預(yù)處理

盤(pán)錦濕地的遙感影像數(shù)據(jù)主要是由UCGS 網(wǎng)站提供的1989年和1999年（Landsat 7 ETM+）以及2009年和2020年（Landsat 8 OLI）的衛(wèi)星遙感影像，分辨率為30 m。為提高解釋的準(zhǔn)確性，在ErdasImagine10 平臺(tái)上對(duì)遙感圖像進(jìn)行了圖像校正和鑲嵌處理。本研究參考以往學(xué)者的現(xiàn)有研究成果，將盤(pán)錦濕地景觀分為旱地、河流、居民地、蘆葦、水田、灘涂和養(yǎng)殖池塘7 種類型[16-18]。比對(duì)目視解譯與監(jiān)督分類的結(jié)果，采用總體精度和Kappa系數(shù)影像的分類精度進(jìn)行評(píng)定（表1）。結(jié)果表明解譯成果滿足精度要求。圖2 為1989，1999，2009，2020 年盤(pán)錦市濕地景觀類型分布圖。

表1 遙感影像分類精度Table 1 Accuracy of remote sensing image classification

圖2 1989，1999，2009，2020年盤(pán)錦濕地景觀類型分布Figure 2 Distribution of landscape types in Panjin wetland in 1989, 1999, 2009 and 2020

1.3 生態(tài)服務(wù)價(jià)值估算方法

根據(jù)盤(pán)錦濕地的生態(tài)特征和社會(huì)經(jīng)濟(jì)特征，參照MA（millennium ecosystem assessment，2005）將生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)分為供給服務(wù)、調(diào)節(jié)服務(wù)、文化服務(wù)和支持服務(wù)。最終的評(píng)估體系有8 個(gè)評(píng)價(jià)指標(biāo)，包括物質(zhì)生產(chǎn)功能、氣候調(diào)節(jié)功能、水質(zhì)凈化功能、海岸保護(hù)功能、生物多樣性維護(hù)功能、旅游休閑功能、教育研究功能和歷史文化功能。評(píng)價(jià)方法包括市場(chǎng)價(jià)值法、影子工程法、碳稅法、替代法、專家評(píng)估法、生態(tài)價(jià)值法、成本支出法和條件價(jià)值法[19-20]。

1.3.1 市場(chǎng)價(jià)值法 市場(chǎng)價(jià)值法一般適用于有市場(chǎng)價(jià)值物品的估算，以提供的產(chǎn)品和服務(wù)的市場(chǎng)價(jià)格為依據(jù)。其計(jì)算方法為：

式中：V為產(chǎn)品價(jià)值；Yi為第i類產(chǎn)品數(shù)量；Pi為第i類產(chǎn)品價(jià)格。

1.3.2 碳稅法 碳稅法是指物質(zhì)產(chǎn)量換成植物固定CO2和釋放O2的量。根據(jù)國(guó)際上和我國(guó)對(duì)CO2排放的收費(fèi)情況，估算出固定CO2和釋放O2的經(jīng)濟(jì)價(jià)值。其計(jì)算方法為：

1.3.3 替代法 替代法基本原理是能替代所開(kāi)發(fā)項(xiàng)目造成的損失的費(fèi)用。

1.3.4 專家評(píng)估法 專家評(píng)估法是廣泛邀請(qǐng)相關(guān)領(lǐng)域的專家積極參加預(yù)測(cè)，最大程度地發(fā)揮專家集體效應(yīng)，以取得最優(yōu)結(jié)果。

1.3.5 生態(tài)價(jià)值法 生態(tài)價(jià)值法是以人們對(duì)生態(tài)功能的支付和物種自身價(jià)值來(lái)估算其生態(tài)經(jīng)濟(jì)價(jià)值的方法。

1.3.6 費(fèi)用支出法 費(fèi)用支出法是從消費(fèi)者角度出發(fā)評(píng)價(jià)生態(tài)環(huán)境效益的方法。一般考量人們對(duì)環(huán)境效益的支出價(jià)值。

1.3.7 條件價(jià)值法 條件價(jià)值法是對(duì)類似生態(tài)環(huán)境這種無(wú)形效益的評(píng)估方法。一般采用問(wèn)卷的方式來(lái)了解人們的支付意愿，并估算其經(jīng)濟(jì)價(jià)值。

1.4 MCR模型

MCR 模型主要是描述物質(zhì)或能量在流動(dòng)過(guò)程中需要克服的阻力。該模型能很好的描述生態(tài)源在空間上的運(yùn)動(dòng)狀態(tài)。其基本公式為[21-25]：

式中：MCR為物質(zhì)和能量流動(dòng)的最小累積阻力；f為函數(shù)代表景觀模式下某一地點(diǎn)的阻力；Dij是生態(tài)源j與某一景觀的距離，是生態(tài)源j與景觀單元i的距離；Ri是景觀單元i的阻力值。

1.5 連接性指標(biāo)

連通性可以很好地表達(dá)一個(gè)景觀的生態(tài)功能的強(qiáng)度。良好的連通性有助于景觀的生態(tài)功能。連通性的兩個(gè)重要指標(biāo)是整體連通性指數(shù)（IIC）和可能連通性指數(shù)（PC）。通常用于計(jì)算關(guān)鍵點(diǎn)的重要性值（dI），其計(jì)算公式為[26-30]：

式中：I為所有關(guān)鍵點(diǎn)值；Ir為某一關(guān)鍵點(diǎn)消失后的剩余關(guān)鍵點(diǎn)值。

1.6 地形位指數(shù)

地形位指數(shù)可以很好的描述景觀格局與坡度和高程之間的相互作用，其計(jì)算公式為：

式中：T是地形位指數(shù)；E和是任意一點(diǎn)的高程和區(qū)域平均高程；S和是任意一點(diǎn)的坡度和區(qū)域平均坡度。

分布指數(shù)可以消除由面積差異引起的量綱影響，計(jì)算公式為：

式中：P是分布指數(shù)；e是地形因子；Sie是在地形因子e下的第i類景觀面積；Si是第i類景觀面積；Se是區(qū)域地形因子e下的景觀總面積；S是區(qū)域總面積。

2 結(jié)果與分析

2.1 濕地景觀類型面積變化

由表2 可知，1989-2020 年，自然濕地景觀面積呈縮小趨勢(shì)，從1989 年的140 984.106 hm2減少到2020 年的100 538.401 hm2，其中減少最多的是灘涂，減少15 352.381 hm2；人工濕地景觀面積呈增加趨勢(shì)，從1989 年的181 405.400 hm2增加到2020年的215 847.761 hm2，其中增加最多的是水田，增加30 462.861 hm2；非濕地景觀面積略有增加，增加6 003.36 hm2。雖然旱地面積減少，但居住用地面積迅速擴(kuò)大，增加19 929.572 hm2。總的來(lái)說(shuō)，水田、養(yǎng)殖塘和居民地面積的增加，反映了水田、養(yǎng)殖塘和居民地的數(shù)量增加，也反映了人類活動(dòng)的頻率和強(qiáng)度的增加。

表2 1989-2020年盤(pán)錦市濕地景觀類型面積的變化Table 2 Changes in the area of landscape types in Panjin wetland from 1989-2020

2.2 生態(tài)功能價(jià)值估算

2.2.1 物質(zhì)生產(chǎn)功能 該功能用市場(chǎng)價(jià)值法進(jìn)行評(píng)估。盤(pán)錦市全年糧食產(chǎn)量109.9×104t，其中水稻產(chǎn)量95.6×104t。按照當(dāng)年水稻價(jià)格4 660 元·t-1計(jì)算，水稻價(jià)值量為45.75×108元。根據(jù)遙感解譯蘆葦沼澤面積為70 989.33 hm2，蘆葦產(chǎn)量為6 000～7 500 kg·hm-2。盤(pán)錦濕地水源充分，蘆葦長(zhǎng)勢(shì)良好，因此取7 500 kg·hm-2，以400元·t-1的市場(chǎng)價(jià)格計(jì)算，每年的蘆葦產(chǎn)值為2.01×108元。2020 年保護(hù)區(qū)水產(chǎn)品產(chǎn)量達(dá)30.6×104t，總價(jià)值為54.54×108元。各部分求和可得出盤(pán)錦濕地的物質(zhì)生產(chǎn)功能的總價(jià)值為102.31×108元。

2.2.2 氣候調(diào)節(jié)功能 該功能采用碳稅法進(jìn)行評(píng)估。蘆葦產(chǎn)量為53 9091 t，得到盤(pán)錦濕地植物總固C 量為87.87×104t，釋放O2量為64.69×104t。參考我國(guó)的造林成本和國(guó)際碳稅標(biāo)準(zhǔn)，采用兩者的平均值627元·t-1作為估算數(shù)據(jù)，估算出固C 的價(jià)值為5.51×108元，按制氧400 元·t-1，釋放O2價(jià)值為2.59×108元。由此得出氣候調(diào)節(jié)功能的總價(jià)值為8.1×108元。

2.2.3 凈化水質(zhì)功能 采用替代法進(jìn)行評(píng)估。盤(pán)錦濕地作為盤(pán)錦市重要水源地，其水質(zhì)直接關(guān)系當(dāng)?shù)厝嗣竦慕】导拔磥?lái)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展水平。盤(pán)錦市年平均工業(yè)排放污水量約1 531.23×104t。按處理費(fèi)用0.6 元·t-1計(jì)算，得出凈化水質(zhì)功能的總價(jià)值為0.09×108元。

2.2.4 護(hù)岸功能 該功能采用專家法進(jìn)行評(píng)估。抵御風(fēng)暴洪水的成本價(jià)值為60 197～211 936元·hm-2，由于研究區(qū)內(nèi)風(fēng)暴出現(xiàn)的頻率低，所以采用其最低值，結(jié)合灘涂的景觀面積，估算出生態(tài)系統(tǒng)護(hù)岸價(jià)值為9.01×108元。

2.2.5 維持生物多樣性功能 該功能采用生態(tài)價(jià)值法評(píng)估。我國(guó)每年自然保護(hù)區(qū)投入費(fèi)用約為350元·km-2，盤(pán)錦濕地總面積為392 100 hm2，由此得到盤(pán)錦濕地的維持生物多樣性價(jià)值為1.47×108元。

2.2.6 旅游休閑功能 該功能采用費(fèi)用支出法評(píng)估。2020 年遼寧省單位面積旅游效益223.1 元·hm-2，盤(pán)錦濕地面積為392 100 hm2，得出旅游休閑功能價(jià)值為0.88×108元。

2.2.7 科研服務(wù)功能 該功能采用專家評(píng)估法評(píng)估。公式為：

式中：Vt是科研服務(wù)價(jià)值；P是投入的單位面積研究經(jīng)費(fèi)；S為保護(hù)區(qū)面積。結(jié)合我國(guó)（382元·hm-2）和國(guó)際生態(tài)系統(tǒng)的科研投入值（6 888 元·hm-2），取兩者的平均值3 635 元·hm-2作為估算依據(jù)，得到科研服務(wù)功能價(jià)值為14.23×108元[31]。

2.2.8 歷史文化功能 該功能采用條件價(jià)值法評(píng)估。通過(guò)調(diào)查人們的支付意愿推算歷史文化功能價(jià)值。本研究采用崔麗娟等[32]對(duì)扎龍濕地非使用價(jià)值的研究，以支付意愿（WTP）40.00元和城鎮(zhèn)職工12 336萬(wàn)人進(jìn)行計(jì)算，得到歷史文化功能價(jià)值為49.35×108元。

2.2.9 生態(tài)功能總價(jià)值 由表3可知，通過(guò)功能價(jià)值法估算出的盤(pán)錦濕地的生態(tài)功能總價(jià)值為185.44×108元。其中，物質(zhì)生產(chǎn)功能價(jià)值最大，價(jià)值為102.31×108元，其次是歷史文化功能，價(jià)值為49.35×108元。物質(zhì)生產(chǎn)功能和歷史文化功能是該區(qū)域的主導(dǎo)生態(tài)功能。

表3 盤(pán)錦濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值Table 3 Value of ecosystem services in Panjin wetland

從以上估算結(jié)果可以看出，盤(pán)錦濕地的生態(tài)功能價(jià)值并不限于物質(zhì)生產(chǎn)價(jià)值。在濕地開(kāi)發(fā)利用過(guò)程中，不應(yīng)忽視濕地的文化和社會(huì)價(jià)值，以避免過(guò)度追求經(jīng)濟(jì)利益。

2.3 不同景觀在地形位級(jí)別上的分布

由圖3可知，在1989-2020年期間，不同景觀類型在地形位上的分布及其變化規(guī)律不相同。旱地的優(yōu)勢(shì)位集中在第8 級(jí)別上，1～7 級(jí)別上有較平穩(wěn)的過(guò)渡，第9 級(jí)別以后地形位分布指數(shù)逐漸下降。河流的優(yōu)勢(shì)位集中在第1級(jí)別上，隨后在1989，1999，2020年呈現(xiàn)急劇下降，然后在3～9級(jí)別上又緩步上升的趨勢(shì)。居民地的優(yōu)勢(shì)地形位在2020 年集中在第1 級(jí)別上，而1989，1999，2020 年則集中在第2 級(jí)別上，隨后在各自年份呈現(xiàn)出平穩(wěn)下降的趨勢(shì)。蘆葦?shù)牡匦挝恢笖?shù)分布大體與居民地類似，1989～2020 年間的優(yōu)勢(shì)地形位都集中在第2 級(jí)別，隨后在3～10級(jí)別上平穩(wěn)下降。養(yǎng)殖場(chǎng)的優(yōu)勢(shì)地形位出現(xiàn)在第10級(jí)別，而且在1～8級(jí)別上較為平穩(wěn)過(guò)度，而在9～10地形位上出現(xiàn)了急劇上漲，尤其是1999年的地形位指數(shù)出現(xiàn)峰值。灘涂的地形位呈現(xiàn)出與養(yǎng)殖場(chǎng)類似的情況。水田的地形位曲線在1989-2020年期間較為平滑，在1～3級(jí)別上緩步上升，4～10級(jí)別上緩步下降。總體來(lái)看，低地形位區(qū)主要分布著水田、居民地、蘆葦，中地形位區(qū)主要分布著河流和灘涂，而養(yǎng)殖場(chǎng)的地形位呈現(xiàn)分布不均勻的特征。

圖3 研究區(qū)各景觀類型在地形位指數(shù)梯度上的分布Figure 3 Distribution of the landscape type on a topographic position index gradient

2.4 生態(tài)功能的空間分布

以盤(pán)錦濕地的生態(tài)功能價(jià)值為基礎(chǔ)，得到各景觀類型的生態(tài)功能值（表4），將各景觀類型的生態(tài)功能值制成空間網(wǎng)格，網(wǎng)格大小設(shè)定為100 m×100 m，得到盤(pán)錦濕地生態(tài)功能強(qiáng)度的空間分布圖（圖4）。生態(tài)功能強(qiáng)度越高，生態(tài)流的阻力越小，景觀間的能量傳遞越容易。相反，生態(tài)功能強(qiáng)度越低，生態(tài)流的阻力就越大。

由圖2 和圖4 可知，景觀生態(tài)功能強(qiáng)度的分布圖來(lái)看，蘆葦、河流和灘涂景觀附近的生態(tài)功能強(qiáng)度最高。西南部的旱地、水田和養(yǎng)殖塘附近的生態(tài)功能強(qiáng)度相對(duì)較低。這一結(jié)果是由以下原因造成的。首先，近年來(lái)城市的不斷擴(kuò)張導(dǎo)致大面積農(nóng)田被侵占，農(nóng)田在空間上被分割，景觀被嚴(yán)重割裂。其次，在經(jīng)濟(jì)利益的驅(qū)動(dòng)下，一些灘涂資源被開(kāi)發(fā)為養(yǎng)殖塘，常年受到人為干擾，導(dǎo)致景觀穩(wěn)定性低，生態(tài)功能弱。因此，可以看出盤(pán)錦濕地景觀的生態(tài)功能強(qiáng)度的空間變異性很大。

2.5 生態(tài)源地、生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點(diǎn)的構(gòu)建

根據(jù)源匯理論和結(jié)合優(yōu)勢(shì)地形位，從單位面積服務(wù)價(jià)值高的蘆葦、河流和灘涂中提取生態(tài)源，但考慮到生態(tài)源地的結(jié)構(gòu)、數(shù)量和空間地形分布，最終選擇核心斑塊大于100 hm2的蘆葦和盤(pán)錦濕地區(qū)域中心區(qū)的河流和灘涂作為生態(tài)源地(圖5a)。這些生態(tài)源地對(duì)控制和促進(jìn)區(qū)域生態(tài)功能的穩(wěn)定發(fā)揮著重要作用。因此，應(yīng)加強(qiáng)這些地區(qū)的生態(tài)環(huán)境保護(hù)，并在生態(tài)源地周圍建立50～100 m的緩沖帶，以提高景觀的生態(tài)功能。

由圖5b 可知，景觀阻力自西向東逐漸遞增。其中，旱地和居民地這種非濕地景觀類型對(duì)生態(tài)源地斑塊的運(yùn)行阻力較大，而作為生態(tài)源地的景觀的阻力最低。從用于確定景觀功能流運(yùn)行的最小耗損強(qiáng)度的景觀阻力耗損面，可以得到景觀生態(tài)廊道的空間位置（圖5c）。生態(tài)節(jié)點(diǎn)一般與相鄰的生態(tài)源相連，并且往往分布在生態(tài)廊道中生態(tài)功能最弱的區(qū)域。在本研究中，盤(pán)錦濕地的生態(tài)節(jié)點(diǎn)位于最大和最小耗損路徑的交匯處，以及最大或最小耗損路徑的不連續(xù)處（圖5c）。

2.6 景觀生態(tài)功能關(guān)鍵區(qū)域的優(yōu)化效果分析

在盤(pán)錦濕地確定了生態(tài)源附近的關(guān)鍵節(jié)點(diǎn)和不同景觀生態(tài)源。分布圖中西北部的蘆葦旱地與水田交界處和西南部的灘涂與養(yǎng)殖池交界處，由于常年受到人為干擾，景觀破碎化程度相對(duì)較高，是景觀優(yōu)化的關(guān)鍵區(qū)域，對(duì)景觀連通性影響最大（圖6）。因此，生態(tài)廊道的分布生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點(diǎn)的分布密度在上述地點(diǎn)最高。

圖6 生態(tài)節(jié)點(diǎn)整體連通性和可能連通性Figure 6 Overall connectivity and potential connectivity of ecological nodes

2.7 景觀優(yōu)化分區(qū)

本研究綜合考慮景觀生態(tài)功能強(qiáng)度、生態(tài)廊道和生態(tài)節(jié)點(diǎn)空間分布并結(jié)合《盤(pán)錦市國(guó)土空間總體規(guī)劃（2021-2035）》中“一軸一帶兩翼五城多點(diǎn)”的城市規(guī)劃理念來(lái)確定盤(pán)錦濕地的景觀優(yōu)化分區(qū)。建設(shè)性地將盤(pán)錦濕地景觀格局劃分為維護(hù)區(qū)、恢復(fù)區(qū)、強(qiáng)化區(qū)和保護(hù)區(qū)。保護(hù)區(qū)主要分布在蘆葦、河流和灘涂周圍，是生態(tài)保護(hù)的核心區(qū)域（圖7）。保護(hù)區(qū)內(nèi)的濕地資源，建立緩沖區(qū)，可以為水禽提供生態(tài)棲息地，并實(shí)施保護(hù)措施，避免人為干擾。強(qiáng)化區(qū)是許多重要生態(tài)節(jié)點(diǎn)的分布區(qū)，建議提高該區(qū)域的植被覆蓋率和多樣性。恢復(fù)區(qū)主要分布在大部分旱地和水田區(qū)域，破碎化程度較高，人為干擾破壞較為嚴(yán)重，自然生態(tài)廊道不是很發(fā)達(dá)，建議在該地區(qū)加強(qiáng)農(nóng)田生態(tài)網(wǎng)絡(luò)建設(shè)，將農(nóng)田、道路、緩沖區(qū)結(jié)合起來(lái)，形成多層次的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)。維護(hù)區(qū)主要分布在旱地和居民地景觀分布區(qū)的東部，屬于邊緣區(qū)，建議加強(qiáng)邊緣區(qū)的多樣性和鑲嵌性。由于部分生態(tài)維護(hù)區(qū)位于中部區(qū)域的主干道上，存在部分景觀被切割，降低了景觀之間的連通性。為解決這一問(wèn)題，建議在主干道兩側(cè)修建綠化帶，提高景觀之間的連通性。

圖7 盤(pán)錦濕地景觀優(yōu)化分區(qū)Figure 7 Optimized zoning of the Panjin wetland landscape

3 討論與結(jié)論

由于城市化進(jìn)程的加快，對(duì)盤(pán)錦濕地的人為干擾不斷加劇，造成景觀結(jié)構(gòu)和格局的明顯變化。從景觀面積變化和結(jié)構(gòu)變化來(lái)看，1989-2020年，自然濕地面積逐年減少，而人工濕地面積逐年增加。蘆葦、灘涂和河流景觀分別減少15 789.123，15 352.381，9 304.201 hm2；而養(yǎng)殖塘和水田景觀面積分別增加30 462.861 hm2和3 979.484 hm2。從景觀結(jié)構(gòu)變化來(lái)看，隨著盤(pán)錦濕地自然濕地的逐漸減少，景觀結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，影響了濕地景觀間的連通性，引發(fā)濕地景觀的生態(tài)過(guò)程和生態(tài)功能的變化。從盤(pán)錦濕地的生態(tài)功能價(jià)值來(lái)看，物質(zhì)生產(chǎn)功能和歷史文化功能是最主要的生態(tài)功能，在生態(tài)功能中發(fā)揮主導(dǎo)作用，說(shuō)明盤(pán)錦濕地不僅具有經(jīng)濟(jì)價(jià)值，還具有較高的文化價(jià)值和社會(huì)價(jià)值。從景觀生態(tài)功能值的空間分布來(lái)看，盤(pán)錦濕地景觀的生態(tài)功能強(qiáng)度的空間變異性大，自然濕地景觀附近，尤其是西部的蘆葦和南部的河流的生態(tài)功能值最高，而人為干擾頻繁的景觀類型附近，如旱地、水田和養(yǎng)殖塘的生態(tài)功能值較低。從景觀優(yōu)化分區(qū)來(lái)看，景觀生態(tài)保護(hù)區(qū)主要分布于蘆葦、河流及灘涂周圍，是生態(tài)保護(hù)的核心區(qū)域。景觀生態(tài)強(qiáng)化區(qū)分布著許多重要生態(tài)節(jié)點(diǎn)，應(yīng)盡可能增加節(jié)點(diǎn)附近的生境的多樣性并提高植被覆蓋度。景觀生態(tài)恢復(fù)區(qū)主要分布于絕大多數(shù)的水田、旱地區(qū)域，破碎化程度高，受到人為干擾破壞比較嚴(yán)重。景觀生態(tài)維持區(qū)主要分布于東部的旱地與居民地景觀分布區(qū)，屬于邊緣地帶，應(yīng)強(qiáng)化邊緣地帶的多樣性和鑲嵌性。

本研究在進(jìn)行景觀格局優(yōu)化過(guò)程中綜合考慮了地形特征、生態(tài)系統(tǒng)自身功能和景觀格局特征等影響，使得評(píng)價(jià)結(jié)果更接近真實(shí)情況，避免了只考慮連通性而造成評(píng)價(jià)結(jié)果的偏差，但在估算生態(tài)功能值時(shí)，由于選擇的方法不同，結(jié)果也會(huì)存在差異。此外，景觀格局的形成和發(fā)展是自然和人文因素共同作用的結(jié)果，并受到社會(huì)和經(jīng)濟(jì)政策的影響，因此，在濕地景觀格局優(yōu)化過(guò)程中，需要根據(jù)實(shí)際情況進(jìn)行調(diào)整。