基于水文地貌分異的鹽城射陽河至梁垛河段濕地景觀格局變化研究

徐 薇，丁晨根，莊允輔，劉紅玉，李玉鳳，邱春琦，周 永

(南京師范大學(xué)海洋科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 南京 210023)

受海陸的共同作用，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)極為脆弱和敏感，其景觀格局復(fù)雜、易變[1]。多年來，人類活動(dòng)對濱海濕地的開發(fā)利用強(qiáng)度不斷增強(qiáng)，導(dǎo)致濱海濕地景觀格局和生態(tài)環(huán)境發(fā)生明顯變化[2]。鹽城濕地是典型淤泥質(zhì)海岸濕地，其在維護(hù)生態(tài)平衡和促進(jìn)區(qū)域可持續(xù)發(fā)展方面發(fā)揮重要作用[3]。近年來，受到人口增加和經(jīng)濟(jì)增長的雙重影響，鹽城濕地的景觀結(jié)構(gòu)與格局發(fā)生了很大變化，其生態(tài)系統(tǒng)功能嚴(yán)重退化[4]。

遙感和地理信息系統(tǒng)技術(shù)已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于鹽城濕地的景觀動(dòng)態(tài)研究中[5]。研究表明，鹽城濕地中的自然濕地面積在不斷減少，景觀逐漸破碎化；人工濕地和非濕地面積不斷增大，形成聚集性格局[6-10]。圍墾與土地開發(fā)利用是鹽城濕地景觀格局變化的主要驅(qū)動(dòng)因素[9,11]。鹽城濕地獨(dú)特的水文和水動(dòng)力條件塑造了潮灘的基本地貌格局，水文和地貌條件的差異也決定了鹽城濕地景觀格局的空間異質(zhì)性特征。大多數(shù)研究是在較大空間尺度上揭示濱海濕地的景觀演變規(guī)律[5]，而從濱海濕地形成特征角度，辨識(shí)自然條件和人類活動(dòng)影響下鹽城濕地內(nèi)部景觀演變差異的研究尚不多見。

本研究以江蘇省鹽城市的射陽河至梁垛河段濕地作為研究對象，利用1987年至2021年期間的7 期Landat 遙感影像作為數(shù)據(jù)源，根據(jù)影響濕地形成和演變的水文地貌因素，將射陽河至梁垛河段濕地劃分為河口區(qū)和潮間帶區(qū)，研究河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀結(jié)構(gòu)和格局的形成與變化特征，以期為鹽城濕地的保護(hù)與合理利用和保障鹽城濕地的健康發(fā)展提供參考依據(jù)。

1 數(shù)據(jù)和方法

1.1 研究區(qū)

鹽城濕地(32°34′N 至34°28′N，119°27′E 至121°16′E)位于江蘇省中部的沿海地區(qū)，由鹽城市的東臺(tái)市、大豐區(qū)、射陽縣、濱?？h和響水縣的沿海灘涂組成，鹽城濕地的總面積為76.97×104hm2，擁有582 km 長的海岸線。鹽城濕地是淤泥質(zhì)海岸濕地。

本研究以鹽城濕地中的射陽河至梁垛河段濕地作為研究區(qū)(圖1)，該濕地是典型的淤長型海岸帶濕地。研究區(qū)的面積為2 004.05 km2。研究區(qū)東起1982 年的黃海水域的5 m 等水深線，南至弶港的梁垛河，西至1982年老海堤，北至射陽河。

圖1 研究區(qū)及其中的河口區(qū)和潮間帶區(qū)分布示意圖Fig.1 The distribution map of the study area and its estuary and intertidal zones

鹽城濕地地處北亞熱帶向暖溫帶的過渡地帶，海洋性季風(fēng)氣候特征明顯，年平均氣溫介于13.7～14.8 ℃之間，年降水量為900～1 060 mm。由于黃河北歸，河水?dāng)y帶的泥沙量驟減，因此鹽城濕地在空間上呈現(xiàn)出南淤北蝕的格局，并且射陽河以南區(qū)域仍以100～200 m/a 的速度，不斷向海洋方向淤長，形成新的灘涂[12]。

1.2 數(shù) 據(jù)

利用了1987 年、1992 年、1998 年、2002 年、2007 年、2011 年和2021 年每年各兩期的Landsat 5/Landsat 7/Landat 8 遙感影像數(shù)據(jù)(表1)，這些影像的分辨率都為30 m，軌道號(hào)都為119/037，都下載自地理空間數(shù)據(jù)云網(wǎng)站(http://www.gscloud.cn/)。

表1 所利用的遙感影像數(shù)據(jù)的成像日期Table 1 The imaging date of the remote sensing image data used

為了準(zhǔn)確獲取研究區(qū)地物的解譯標(biāo)志，2021年9月28日至30日，在研究區(qū)中，獲取了150個(gè)野外調(diào)查點(diǎn)的數(shù)據(jù)，用于建立地物的解譯標(biāo)志和分類精度驗(yàn)證。

利用ENVI 5.3 軟件，對所利用的遙感影像進(jìn)行輻射定標(biāo)和大氣校正等預(yù)處理。采用近鄰相似相元插補(bǔ)法，修補(bǔ)ETM 影像中缺失的條帶數(shù)據(jù)。以2021 年的影像解譯結(jié)果作為底圖，建立統(tǒng)一的分類規(guī)則，用于解譯其他年份的影像。參考谷歌影像、野外調(diào)查點(diǎn)分類結(jié)果和文獻(xiàn)資料，在遙感影像中隨機(jī)選取735個(gè)驗(yàn)證點(diǎn)，保證每種景觀類型都至少選取40 個(gè)驗(yàn)證點(diǎn)。利用混淆矩陣，進(jìn)行分類精度驗(yàn)證。7 個(gè)時(shí)期影像分類結(jié)果的平均精度為85.1%，驗(yàn)證結(jié)果良好，可以滿足空間分析的要求。

1.3 方 法

1.3.1 研究區(qū)的水文地貌區(qū)

在研究區(qū)中，有6 條入海河流，其分別為射陽河、新洋港、斗龍港、王港、川東港和梁垛河。依據(jù)水文地貌分類的方法[13]，以海岸濕地是否受到入海河流的影響為基本原則，利用1980 年鹽城淤泥質(zhì)海岸濕地的數(shù)據(jù)和資料，將研究區(qū)劃分為河口區(qū)和潮間帶區(qū)。

根據(jù)河岸緩沖帶濕地中植物的實(shí)際分布情況，確定河口區(qū)的范圍。由于河口區(qū)是入海河流影響區(qū)域，通常分布著以蘆葦(Phragmites australis)為優(yōu)勢物種的植物群落，因此可以將植物群落的分布范圍確定為河口區(qū)河岸緩沖帶的范圍，并且將植物群落區(qū)的外邊界線向海洋方向延伸；河口區(qū)之間的區(qū)域則為潮間帶區(qū)。最終，將研究區(qū)劃分為6個(gè)河口區(qū)和6個(gè)潮間帶區(qū)(見圖1)。

研究區(qū)的河口區(qū)包括射陽河河口區(qū)、新洋港河口區(qū)、斗龍港河口區(qū)、王港河口區(qū)、川東港河口區(qū)和梁垛河河口區(qū)。研究區(qū)的潮間帶區(qū)包括射陽河—新洋港潮間帶區(qū)、新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)、斗龍港—王港潮間帶區(qū)、王港—川東港潮間帶區(qū)、川東港—梁垛河潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)。

1.3.2 研究區(qū)的地物類型

將研究區(qū)的地物類型劃分為自然濕地、人工濕地和非濕地3 大類，以及光灘(淤泥質(zhì)粉砂灘和泥粉砂混合灘)、米草沼澤[包括互花米草(Spartina alterniflora)沼澤和大米草(Spartina anglica)沼澤]、堿蓬(Suaeda glauca)沼澤、蘆葦沼澤、草灘[植物以白茅(Imperata cylindrica) 和獐毛(Aeluropus sinensis)等為主]、水域(河流和水深小于5 m 的淺水海域)、養(yǎng)殖塘(用于水產(chǎn)養(yǎng)殖的池塘)、水田和建設(shè)用地(城鎮(zhèn)用地、工礦用地和港口等)9 小類[14]。其中，光灘、米草沼澤、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤、草灘和水域?yàn)樽匀粷竦?，養(yǎng)殖塘和水田為人工濕地，建設(shè)用地為非濕地。

1.3.3 地物遙感分類方法

采用監(jiān)督分類與非監(jiān)督分類相結(jié)合的方法，輔以人工目視解譯方法[14]，利用eCongnition 9.0軟件，對研究區(qū)中的地物進(jìn)行解譯和遙感分類。首先，依據(jù)各類地物在標(biāo)準(zhǔn)假彩色遙感影像上的色調(diào)、形態(tài)和分布等特征，對照谷歌影像和野外實(shí)地拍攝的地物照片，建立研究區(qū)各類地物的判別標(biāo)志；然后，提取出各類地物的信息。

1.3.4 景觀指數(shù)選擇

景觀指數(shù)能夠高度濃縮景觀格局信息，反映景觀結(jié)構(gòu)和空間配置的特征[15]。在景觀水平上，選擇了斑塊密度、最大斑塊指數(shù)、蔓延度指數(shù)和香農(nóng)多樣性指數(shù)，這些景觀指數(shù)能夠反映區(qū)域景觀的結(jié)構(gòu)、組成和破碎化程度[16]。利用Fragstats 4.2軟件，計(jì)算4種景觀指數(shù)值。

2 結(jié)果與分析

2.1 研究區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

1987 年至2021 年期間的7 個(gè)時(shí)期，隨著時(shí)間的推移，研究區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯變化。1987年、1992年、1998年、2002年、2007年、2011年和2021 年，自然濕地的面積分別為1 997.4 km2、1 952.5 km2、1 789.5 km2、1 491.9 km2、1 294.9 km2、1 208.6 km2和1 113.6 km2，其分別占研究區(qū)面積的99.7%、97.4%、89.3%、74.4%、64.6%、60.3%和55.6%；人工濕地的面積分別為11.4 km2、51.7 km2、214.4 km2、511.6 km2、706.6 km2、782.3 km2和846.2 km2，其分別占研究區(qū)面積的0.6%、2.6%、10.7%、25.5%、35.3%、39.0%和42.2%。

與1987 年相比，2021 年，研究區(qū)自然濕地面積減少了43.8%，人工濕地面積增加了41.7%。

由圖2和表2可知，7個(gè)時(shí)期，光灘始終是研究區(qū)的第一景觀，但是，隨著時(shí)間的推移，光灘面積不斷減小，養(yǎng)殖塘面積逐漸增大，養(yǎng)殖塘成為研究區(qū)中僅次于光灘的第二景觀。1987 年至1998 年期間，蘆葦沼澤、堿蓬沼澤和草灘是自然濕地中位居第二、第三和第四的景觀，其在研究區(qū)中廣泛分布；1998 年之后，蘆葦沼澤面積明顯減小，堿蓬沼澤和草灘面積都不斷大幅減小，這是因?yàn)槠浔婚_墾為養(yǎng)殖塘和水田所致，堿蓬沼澤僅集中分布在新洋港河口區(qū)至斗龍港河口區(qū)之間，而米草種群成為優(yōu)勢種群，米草沼澤沿著光灘呈條帶狀分布，而且米草沼澤的面積也與蘆葦沼澤面積相當(dāng)；到2021年，草灘幾乎全部消失，米草沼澤的分布也開始分散，人工濕地連片分布。

圖2 7個(gè)時(shí)期研究區(qū)中各種景觀的分布圖Fig.2 Distribution map of various landscapes in the study area during 7 periods

2.2 河口區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)、格局及其變化

2.2.1 河口區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

與1987年相比，2021年，研究區(qū)中的6個(gè)河口區(qū)自然濕地的面積共減少了269.5 km2，人工濕地面積共增加了243.4 km2，非濕地面積共增加了26.1 km2。

1987 年，研究區(qū)中的6 個(gè)河口區(qū)的景觀類型幾乎都為自然濕地，其類型分別為光灘、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤、草灘和水域；1992年，除了川東港和梁垛河河口區(qū)以外，其他4個(gè)河口區(qū)已經(jīng)有小面積養(yǎng)殖塘分布，整體上，6 個(gè)河口區(qū)的景觀仍以自然濕地為主；隨著對自然濕地的不斷開墾和利用，1998年、2002年，6個(gè)河口區(qū)中的人工濕地面積在進(jìn)一步擴(kuò)大，河口區(qū)中出現(xiàn)了連片的養(yǎng)殖塘；2007年，河口區(qū)中的自然濕地繼續(xù)被開發(fā)為水田，水田面積大幅度增加，研究區(qū)開始了港口建設(shè)，部分自然濕地被占用，直接變?yōu)榻ㄔO(shè)用地；2011 年，建設(shè)用地面積由8.4 km2增長到26.1 km2；2021年，雖然自然濕地面積大幅萎縮，但是其仍然被不斷開發(fā)，由北向南，各河口區(qū)人工濕地面積所占比例分別為40.3%、36.7%、26.2%、52.4%、45.5%和39.6%，自然濕地仍然略占優(yōu)勢。

2.2.2 河口區(qū)的景觀格局及其變化

河口區(qū)的咸水和淡水強(qiáng)度由河流徑流和海洋潮汐作用的強(qiáng)度所決定，因此，各河口區(qū)的景觀格局各異。在未開展?jié)竦貒鷫ɑ顒?dòng)之前，研究區(qū)北部3個(gè)河口區(qū)中的3條河流都是天然河流，河水為淡水，蘆葦為優(yōu)勢物種，蘆葦群落面積占自然植物面積的比例大于57%。研究區(qū)南部的3 個(gè)港口是通過人工挖掘或者大型潮溝連通溝渠演化而來，因此，其景觀格局與潮間帶區(qū)相似。

由表3 可知，1987 年、1992 年、1998 年、2002年、2007 年、2011 年和2021 年，隨著時(shí)間的推移，除了射陽河河口區(qū)的斑塊密度值不斷增大以外，其他河口區(qū)的斑塊密度值都波動(dòng)增大，說明河口區(qū)景觀的破碎化程度加大。

隨著時(shí)間的推移，斗龍港河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值呈單峰型變化，該河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值在1992 年達(dá)到峰值；梁垛河河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值呈雙峰型變化，而且該河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值都很大，說明其景觀優(yōu)勢度保持較好；其他河口區(qū)的最大斑塊指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減小，說明大部分河口區(qū)各種景觀逐漸趨向均勻分布，景觀格局的穩(wěn)定性下降。

隨著時(shí)間的推移，除了川東港河口區(qū)的蔓延度指數(shù)值在波動(dòng)變化以外，其他各河口區(qū)的蔓延度指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減小，說明各河口區(qū)的景觀連接性較差，尤其是射陽河河口區(qū)，不同類型斑塊的聚集程度減小，斑塊趨向分散分布。

隨著時(shí)間的推移，6個(gè)河口區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值都波動(dòng)增大，其值變化在0.8～1.8 之間，表明河口區(qū)景觀結(jié)構(gòu)和格局趨于穩(wěn)定和均衡化發(fā)展。

2.3 潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)、格局及其變化

2.3.1 潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)及其變化

與1987年相比，2021年，研究區(qū)中的6個(gè)潮間帶區(qū)自然濕地的面積共減少了614.9 km2，人工濕地面積共增加了591.3 km2，非濕地面積共增加了18.2 km2。

1987 年，研究區(qū)中的6 個(gè)潮間帶區(qū)的景觀類型幾乎都為自然濕地，包括光灘、米草沼澤、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤和草灘。在北部的潮間帶區(qū)，堿蓬沼澤面積所占比例較大；在南部的潮間帶區(qū)，草灘面積所占比例較大。1992 年，部分潮間帶區(qū)已圍墾出小面積養(yǎng)殖塘和水田。1998 年，各潮間帶區(qū)都分布著人工濕地，其中，斗龍港—王港潮間帶區(qū)和王港—川東港潮間帶區(qū)中的人工濕地面積分別為96.7 km2和24.9 km2，其所占比例分別為25.0%和24.4%。2002年，各潮間帶區(qū)中的堿蓬沼澤大面積消失，人工濕地面積迅速增大，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)的景觀類型仍然以自然濕地為主以外，其他潮間帶區(qū)的景觀類型都以人工濕地為主。2007 年，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)尚存部分堿蓬沼澤以外，其余潮間帶區(qū)中的堿蓬沼澤幾乎全部喪失，米草沼澤面積也明顯減小。2011 年，南部潮間帶區(qū)開始出現(xiàn)建設(shè)用地，對自然濕地的圍墾持續(xù)向海洋方向推進(jìn)。2021年，由于濕地保護(hù)的需要，在新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)實(shí)施了退漁還濕政策，養(yǎng)殖塘向自然濕地轉(zhuǎn)變，開展了蘆葦群落的人工恢復(fù)工作；由北向南，其他各潮間帶區(qū)的人工濕地面積所占比例分別為56.6%、68.1%、54.3%、62.8%和22.3%，多數(shù)潮間帶區(qū)的人工濕地面積所占比例大于河口區(qū)，說明潮間帶區(qū)圍墾濕地的人類活動(dòng)強(qiáng)度更大、范圍更廣。

2.3.2 潮間帶區(qū)的景觀格局及其變化

1987年，在各潮間帶區(qū)，各種景觀類型呈現(xiàn)有規(guī)律的帶狀分布，由海洋向陸地方向，依次分布著光灘、堿蓬沼澤、草灘或者蘆葦沼澤(見圖2)。隨著對自然濕地圍墾強(qiáng)度的不斷加大。2002年及以后，除了新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)以外，由海洋向陸地方向，各潮間帶區(qū)呈現(xiàn)光灘、米草沼澤、養(yǎng)殖塘或者水田依次分布的景觀格局。

由表4 可知，1987 年、1992 年、1998 年、2002年、2007 年、2011 年和2021 年，隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的斑塊密度值波動(dòng)幅度較大以外，其他各潮間帶區(qū)的斑塊密度值總體上小幅度波動(dòng)增大；2021年，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的斑塊密度值大幅度增大，這是因?yàn)樵摮遍g帶區(qū)位于保護(hù)區(qū)的核心區(qū)內(nèi)，堿蓬沼澤大面積喪失，連貫的景觀高度破碎所致。

表4 7個(gè)時(shí)期6個(gè)潮間帶區(qū)的4種景觀指數(shù)值Table 4 The values of 4 kinds of landscape indexes in 6 intertidal areas during 7 periods

隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值波動(dòng)變化且幅度較大以外，其他潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值總體上都在波動(dòng)減?。涣憾夂右阅铣遍g帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值變化在70%～90%之間，明顯大于其他潮間帶區(qū)的最大斑塊指數(shù)值，這是由于在自然濕地的圍墾過程中，該潮間帶區(qū)保留的光灘面積較大所致。

隨著時(shí)間的推移，除了射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和川東港—梁垛河潮間帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值在波動(dòng)增大以外，其他潮間帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值都在波動(dòng)變化或者波動(dòng)減??；梁垛河以南潮間帶區(qū)的蔓延度指數(shù)值明顯大于其他潮間帶區(qū)，這是由于該潮間帶區(qū)景觀類型之間的連通性是所有潮間帶區(qū)中最好的所致。

隨著時(shí)間的推移，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值相對較大，這是由于其自然景觀保留較好所致；射陽河—新洋港潮間帶區(qū)和斗龍港—王港潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值波動(dòng)變化；其他潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值都在波動(dòng)增大，這是由于對自然濕地的圍墾使斑塊類型增多和各類型斑塊的面積趨于均衡所致；梁垛河以南潮間帶區(qū)的香農(nóng)多樣性指數(shù)值明顯小于其他潮間帶區(qū)，這是因?yàn)槠渚坝^類型多樣性水平偏低所致。

2.4 研究區(qū)景觀格局變化的影響因素

2.4.1 河口區(qū)景觀格局變化的影響因素

圖3 顯示，與1987 相比，1992 年，雖然鹽城市的人口增加和地方經(jīng)濟(jì)發(fā)展速度加快，但是河口區(qū)的景觀格局主要受自然因素的影響，堿蓬沼澤退化，逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)楣鉃┖筒轂?，米草沼澤擴(kuò)張范圍較小，有14.4 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘；1995 年，鹽城市開始實(shí)施以發(fā)展江蘇省海洋經(jīng)濟(jì)為主的跨世紀(jì)區(qū)域發(fā)展戰(zhàn)略“海洋蘇東”戰(zhàn)略；1997年，“開發(fā)沿海灘涂，建設(shè)海上鹽城”戰(zhàn)略進(jìn)入了全面實(shí)施階段；與1992年相比，1998年，河口區(qū)有39.5 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘和水田，米草沼澤向光灘大幅度擴(kuò)張；與1998 年相比，2002年，河口區(qū)的景觀格局主要受人類活動(dòng)影響，在研究區(qū)南部的3個(gè)河口區(qū)，堿蓬沼澤被開發(fā)為養(yǎng)殖塘的面積最大，其次為米草沼澤、草灘，米草沼澤繼續(xù)向光灘擴(kuò)張，同時(shí)部分米草沼澤也被開發(fā)為養(yǎng)殖塘；與2002年相比，2007年，出于經(jīng)濟(jì)發(fā)展的需求，研究區(qū)擴(kuò)大了養(yǎng)殖業(yè)的生產(chǎn)規(guī)模，養(yǎng)殖塘面積繼續(xù)增大，米草沼澤繼續(xù)向海洋方向擴(kuò)張，水田面積增加了58.8 km2；與2007 年相比，2011 年，射陽河河口區(qū)和新洋港河口區(qū)的部分水田和養(yǎng)殖塘被轉(zhuǎn)變?yōu)樽匀粷竦兀谕醺酆涌趨^(qū)，因港口開發(fā)占用自然濕地，使建設(shè)用地面積增加了7.6 km2，米草沼澤擴(kuò)張速度減緩；與2011年相比，2021年，隨著人類圍墾自然濕地的活動(dòng)強(qiáng)度加大，米草沼澤的擴(kuò)張勢頭受到抑制，射陽河河口區(qū)、王港河口區(qū)和梁垛河河口區(qū)的人工濕地和建設(shè)用地面積分別增加了32.0 km2和19.3 km2。

圖3 各時(shí)期之間研究區(qū)景觀類型轉(zhuǎn)變示意圖Fig.3 Schematic map of landscape type transformation in the study area between different periods

2.4.2 潮間帶區(qū)景觀格局變化的影響因素

與1987 年相比，1992 年，研究區(qū)中潮間帶區(qū)的景觀格局主要受自然因素的影響，人類活動(dòng)干擾較少，在斗龍港—王港潮間帶區(qū)，有16.1 km2的蘆葦沼澤被開墾為水田；與1992年相比，1998年，研究區(qū)中潮間帶區(qū)的景觀格局主要受人類活動(dòng)的影響，有58.6 km2的自然濕地被開墾為水田和養(yǎng)殖塘，有43.5 km2的自然濕地被米草沼澤侵占；與1998相比，2002年，養(yǎng)殖塘面積擴(kuò)大了197.4 km2，其中的56.1%是開發(fā)堿蓬沼澤而來，米草沼澤侵占了49.1 km2的光灘繼續(xù)向海洋擴(kuò)張；與2002 年相比，2007 年，養(yǎng)殖塘和水田面積進(jìn)一步擴(kuò)大，養(yǎng)殖塘與水田之間也相互轉(zhuǎn)變，米草沼澤擴(kuò)張速度減緩；與2007年相比，2011年，圍墾自然濕地的重心和米草沼澤擴(kuò)張方向南移，有63.3 km2的自然濕地被開發(fā)為養(yǎng)殖塘，在位于鹽城濕地珍禽國家級(jí)自然保護(hù)區(qū)內(nèi)的新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)，有28.1%的堿蓬沼澤轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦沼澤，堿蓬沼澤不斷喪失；2009 年，國務(wù)院通過了《江蘇省沿海地區(qū)發(fā)展規(guī)劃》，對于濱海濕地，從以開發(fā)為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐员Ｗo(hù)為主；與2011年相比，2021年，潮間帶區(qū)的退耕還濕和退漁還濕面積分別為1.9 km2和29.9 km2，新洋港—斗龍港潮間帶區(qū)中的大面積堿蓬沼澤轉(zhuǎn)變?yōu)樘J葦沼澤，由于“江蘇沿海灘涂圍墾開發(fā)利用規(guī)劃綱要”的實(shí)施，使大面積泥質(zhì)海灘被開發(fā)[17]，在川東港—梁垛河潮間帶區(qū)和梁垛河以南潮間帶區(qū)，開發(fā)區(qū)邊界向泥質(zhì)海灘擴(kuò)張，此外，由于開發(fā)區(qū)阻隔了潮水，米草沼澤的擴(kuò)張得到了抑制。

3 討 論

20世紀(jì)80年代末以來，鹽城的自然濕地不斷被開發(fā)利用，使得自然濕地不斷喪失[18]。不同時(shí)期，人類活動(dòng)對鹽城濕地景觀的影響程度存在差異，這主要受區(qū)域政策和經(jīng)濟(jì)發(fā)展需求的引導(dǎo)[19]，1998年至2002年期間，由于經(jīng)濟(jì)產(chǎn)業(yè)發(fā)展轉(zhuǎn)向海洋漁業(yè)，人工養(yǎng)殖業(yè)成為鹽城市沿海地區(qū)的重點(diǎn)發(fā)展產(chǎn)業(yè)，研究區(qū)中的自然濕地被大規(guī)模開發(fā)為養(yǎng)殖塘；2002 年至2011 年期間，研究區(qū)中的養(yǎng)殖塘、水田和建設(shè)用地面積不斷增大，自然濕地的開發(fā)強(qiáng)度也不斷增大[20]；2011年至2021年期間，退耕還濕、退養(yǎng)還濕等濕地保護(hù)政策和濕地修復(fù)工程的實(shí)施，使得人類開發(fā)自然濕地的強(qiáng)度有所減弱。

鹽城射陽河至梁垛河段濕地的河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀格局變化明顯不同。河口區(qū)和潮間帶區(qū)景觀變化的轉(zhuǎn)折時(shí)期分別為1998年和1992年，其影響因素從以自然影響因素為主轉(zhuǎn)變?yōu)橐匀祟惛蓴_因素為主。河口區(qū)中的自然濕地景觀優(yōu)勢度持續(xù)降低，景觀破碎化程度加大，斑塊分布不規(guī)則；潮間帶區(qū)中的自然濕地被高強(qiáng)度開發(fā)利用，人工濕地面積迅速增大，人工濕地成為景觀主體。在政策導(dǎo)向影響下，河口區(qū)和潮間帶區(qū)自然濕地景觀呈離散分布趨勢，其逐漸被以養(yǎng)殖塘、農(nóng)田為主的景觀所取代。此外，2007年，建設(shè)用地與其他景觀類型之間的轉(zhuǎn)化開始增加，建設(shè)用地不斷侵占河口區(qū)的自然濕地，導(dǎo)致自然濕地景觀破碎度增加。

4 結(jié) 論

1987 年至2021 年期間的7 個(gè)時(shí)期，隨著時(shí)間的推移，在射陽河至梁垛河段濕地，各河口區(qū)的景觀一直以自然濕地為主，各潮間帶區(qū)的景觀從以自然濕地為主逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)橐匀斯竦貫橹?，河口區(qū)和潮間帶區(qū)的自然濕地分別喪失了269.5 km2和614.9 km2。

20世紀(jì)80年代末和90年代初，在射陽河至梁垛河段濕地的潮間帶區(qū)，由海洋向陸地方向，光灘、堿蓬沼澤、草灘或者蘆葦沼澤依次呈帶狀分布；北部的3 個(gè)河口區(qū)的自然濕地呈現(xiàn)非帶狀分布，蘆葦群落是優(yōu)勢植物群落，南部的3個(gè)河口區(qū)的景觀格局與潮間帶區(qū)相似。進(jìn)入21 世紀(jì)，在河口區(qū)，自然濕地斑塊的形狀趨于復(fù)雜，自然濕地破碎化程度較大；在潮間帶區(qū)，連片分布的大面積人工濕地使其整體景觀格局趨于簡單，斑塊形狀比較規(guī)則。

射陽河至梁垛河段濕地的河口區(qū)和潮間帶區(qū)的景觀結(jié)構(gòu)和格局變化受自然因素和人類活動(dòng)的共同影響，其中，政策導(dǎo)向型的濱海濕地開發(fā)等人類活動(dòng)是主要影響因素。