基于景觀格局分析的雄安城市濕地生態健康評價

徐 燁,楊 帆,顏昌宙

中國科學院城市環境研究所,城市環境與健康重點實驗室,廈門 361021

濕地是介于陸地和水體之間的過渡性生態系統,具有獨特的水文、土壤、植被和生物特征,是人類重要的生存環境之一[1- 2]。城市濕地作為城市格局中主要的生態景觀,具有集蓄水調洪、凈化水質、調節區域小氣候、保護生物多樣性等多重生態功能,在城市發展過程中扮演十分重要的角色[3- 4]。隨著城市化的持續推進,城市濕地的功能和效益逐步被忽略,濕地資源不斷被破壞,引發了水體污染、洪災隱患、環境惡化等生態問題,嚴重阻礙了城市的可持續發展[5- 6]。在此背景下,如何維持和保護濕地的生態健康和可持續發展不僅成為世界關注的熱點問題,還被提升到國家戰略高度,以推進區域生態的可持續發展[7]。

雄安新區是2017年設立的國家級新區,地處北京、天津和河北保定三市的腹地,新區規劃范圍包括雄縣、容城、安新三縣行政轄區(含白洋淀水域),任丘市鄚州鎮、茍各莊鎮、七間房鄉和高陽縣龍化鄉;雄安新區的設立對疏解北京的非首都功能、優化京津冀地區的城市結構和布局具有深遠的影響[8-9]。在“五位一體”的總布局下,建設雄安綠色生態宜居新城區既是生態文明建設的根本要求,也是推進雄安新區可持續健康發展的必然選擇。濕地作為城市重要的生態基礎設施,在促進城市可持續發展方面有著其他自然生態系統不可替代的重要功能[10]。在此背景下,探究雄安新區濕地景觀格局和生態健康,對建設雄安綠色生態宜居新城區具有重要的意義。

目前,圍繞雄安濕地生態系統展開的研究主要集中在白洋淀區域,研究內容主要涉及白洋淀濕地的景觀動態變化及驅動機制、水文水資源的變化規律、水生態的現狀及治理、生態現狀辨析及生態修復措施等[8,11-17],而對城區范圍內的濕地研究較少。濕地是調節全球生態環境的“地球之腎”,坑塘則可看作保持生態能量循環基礎的“腎細胞”[18- 19]。因此,基于文獻調研和實地考察,本文擬以雄安城區濕地(坑塘和溝渠)為研究對象,基于景觀格局和雄安城區濕地的特點,以“壓力-狀態-響應”框架和景觀格局指數為基礎,構建區域濕地生態系統健康評價指標體系,探究雄安城區濕地景觀格局及生態健康狀態,旨在為決策者在雄安綠色宜居新城區的開發建設和管理中提供行之有效的空間指引,從而促進新區建設過程中濕地生態健康和可持續發展。

1 研究區概況

本研究選取雄安城區(圖1)為研究對象,研究區域包括起步區、外圍的安新組團和容城組團(115°46′ — 116°2′ E,38°54′ — 39°5′ N)。研究區緊鄰白洋淀,總面積達302.69 km2,區域內地形開闊,地勢較為平坦,土壤肥沃,植被覆蓋率較低,土地利用類型以耕地為主,主要栽種農作物為小麥和玉米。研究區屬于暖溫帶大陸性季風氣候,四季分明,年均氣溫12.1 ℃,年均降雨量560 mm,降雨集中在7、8月。

圖1 研究區地理位置圖Fig.1 The location of study area

本研究于2019年6月和9月對雄安啟動區、容城組團、安新組團濕地系統開展了野外考察與調研。考察范圍覆蓋了安新縣與容城縣行政區域內7個鎮94個村,獲得的資料和信息主要包括城區濕地的經緯度、所屬濕地類型、連通性、利用情況、水質和水生植物等。研究區濕地均為人工濕地,主要有坑塘和溝渠兩種類型。坑塘是指人工開挖或天然形成的儲水洼地,包括養殖、種植塘及湖泊、河渠形成的支汊水體[18]。依據國家林業局發布的《全國濕地資源調查技術規程(試行)》,坑塘面積達不到庫塘的規格,但考慮到其在涵養水源、蓄洪防旱、保持生物多樣性、補充地下水、控制土壤侵蝕等方面的重要功能,許多學者也將坑塘劃分為濕地一類[20- 21]。本研究參考國內外現有的濕地分類體系[22- 23],將雄安城區水深不超過6米的坑塘納入研究范圍。

2 研究方法與數據來源

2.1 空間數據預處理和景觀類型分類

圖2 研究區土地利用類型分布圖Fig.2 Distribution of land use type in study area

本研究的主要數據源是中國科學院遙感與數字地球研究所網站所提供的2019年衛星遙感影像(Landsat),分辨率為30 m。研究過程中利用ENVI 5.3軟件對獲取的影像依次進行校正、波段合成、信息加強、影像裁剪等影像預處理。借助ArcGIS 10.3軟件,運用精度較高的目視解譯分類法,提取不同地類的地物信息,建立不同的解譯標識,進行影像分類。

參考《土地資源現狀分類》(GB/T 21010—2017),結合野外實地調查和研究主題需要,將研究區劃分為5種景觀類型,即：水域(坑塘和溝渠)、建設用地(住宅區、商服用地和公共設施用地)、林地、耕地(旱地和水澆地)和未利用地(裸地和空閑地),得到研究區2019年土地利用類型圖(圖2)。實地調查發現,草地多和林地混合分布,影像上難以區分,且面積較小,因此在解譯過程中將其統一劃分為林地。

2.2 景觀格局指數的選取

將解譯的遙感影像分類圖進行柵格化處理,轉化為GRID格式,利用Fragstats 4.2軟件從不同層面上進行景觀格局指數的計算。可用于景觀格局分析的指標種類較多,但許多指標缺乏對研究對象的代表性,且在進行景觀空間特征分析時會相互干擾,對分析結果造成一定的誤差[24]。因此在參考其他學者對雄安新區景觀格局的相關研究[25-27],結合本文的研究目標,在不同層次上選取對應的特征指標,進行雄安城區濕地景觀格局分析。

2.3 評價指標體系的建立

目前對于濕地生態系統健康的評價還沒有一套較為成熟的標準[28]。本研究綜合考慮了雄安城區濕地的生態、經濟和社會要素,借鑒前人關于濕地生態系統健康的研究[29-32],運用PSR模型,從壓力、狀態、響應3個方面篩選出11個指標構建雄安城區濕地生態系統健康評價體系(表1)。

表1 雄安城區濕地生態系統健康評價指標體系

壓力指標：濕地生態健康的壓力主要來源于系統自身和外界人為干擾。經過實地調查,雄安城區濕地生態健康主要受到人類活動的強烈影響,如城市化建設、污水排放、大規模農耕等,進而嚴重威脅濕地生態健康。另外,研究區濕地生態健康還受到氣候因子的影響。因此,選取開發系數、人口密度、降雨和氣溫4個指標來反映研究區濕地所面臨的壓力。具體計算如下：

開發系數=城鎮面積/研究區總面積

(1)

其中城鎮面積來源于ArcGIS的面積統計計算。

人口密度=研究區人口數/研究區總面積

(2)

其中人口數據來自于2018年保定市統計年鑒,主要包括容城縣和安新縣的總人口。

氣象數據來源于研究區周邊的氣象站(容城、徐水、安新、雄縣),包括2018年降雨及氣溫的月平均數據和年平均數據。

狀態指標：狀態指標可以反映出自然環境的現狀和生態系統的狀況,包括環境及生態系統的結構、功能、彈性、活力等[33]。本文選取了景觀多樣性指數、平均斑塊面積、均勻度指數、水文調節指數、植被覆蓋率、水體污染6個指標。其中景觀多樣性指數(Landscape Diversity Index, LDI)、平均斑塊面積(Mean Patch Size, MPS)和均勻度指數(Shannon′s Evenness Index, SHEI)通過Fragstats 4.2軟件求得,具體計算公式如下：

(3)

式中,Pi表示第i類景觀類型所占面積比例;m為景觀類型數目。

(4)

式中,Si表示第i類景觀類型的總面積;Ni為第i類景觀類型的斑塊數目。

(5)

式中,Pi表示第i類景觀類型所占面積比例;m為景觀類型數目。

水文調節指數=(坑塘面積+溝渠面積)/研究區總面積

(6)

式中,坑塘和溝渠面積來源于ArcGIS的面積統計計算。

植被覆蓋率=林地面積/研究區總面積

(7)

式中,林地面積來源于ArcGIS的面積統計計算。

水體污染指數：本研究采集研究區各濕地的水樣,于中國科學院城市環境研究所城市環境與健康重點實驗室進行了檢測與分析,主要檢測指標有氮磷營養鹽、金屬陽離子等,綜合分析本研究將總氮濃度作為城區濕地污染指數。

響應指標：響應指標是指生態系統在人類活動影響下的自身反應,本文選取了斑塊破碎化指數(Fragmentation Index of Patch, FN)作為響應指標,該指標通過Fragstats 4.2軟件求得,計算公式如下：

(8)

式中,∑Ni為研究區景觀斑塊總數或某景觀要素斑塊類型的斑塊總數;∑Ai為研究區總面積或某景觀斑塊類型的面積。

2.4 單因子評價

對生態系統健康進行評價時,由于研究對象和評價尺度的不同,涉及多種不同類型、不同數量級、不同量綱的指標,不利于統一分析和評價。為消除量綱等差異帶來的影響,需要對所有評價指標進行標準化處理,使其統一轉化為無量綱的數值,從而完成數據間的計算。參照張猛[34]在洞庭湖濕地生態系統健康評價中對模型參數的處理,本文采用極差法對數據進行標準化處理,把評價指標的數值標準化到0和1之間[34]。

(9)

(10)

當單項指標量值增加方向與生態健康增加方向相同時采用公式(9)進行評價,反之采用公式(10)進行評價。

2.5 指標權重的確立

層次分析法(Analytic Hierarchy Process, AHP)是一種將復雜系統的思維過程通過層次化、數量化的方法進行簡單化,定量分析指標權重的方法。本文運用yaahp層次分析軟件,根據各指標對濕地生態系統健康影響程度的差異構建判決矩陣,最終確立濕地生態系統健康評價體系指標層和準則層的權重[7,29-31]。

層次分析法是一個較為成熟的給指標權重賦值的方法,大量研究用其來確定指標的權重[30,34],其主要步驟如下：

首先,將評價因子分類組合,構成一種包含目標層(Objective Layer, O)、準則層(Principle Layer, P)和指標層(Quota Layer, Q)在內的層次結構模型。其次,將同一層級下元素的重要程度進行兩兩比較分析,構建判決矩陣。矩陣形式如下：

(11)

最后,構建的矩陣還需檢驗矩陣一致性CR,若CR<0.1,表示判決矩陣滿足一致性,否則需要調整判決矩陣初始取值[33]。其中：

(12)

(13)

式中,RI為隨機一致比例;λmax為判斷矩陣的最大特征根;n為矩陣階數;CI為一致性指標。

2.6 濕地生態系統健康指數計算

根據上述計算所得到的各指標的權重和單項指標評價值,通過加權求和綜合評價濕地生態系統健康,其表達式為：

(14)

式中,E為研究區濕地的生態系統健康指數,其值越大表示濕地生態系統越健康。n為指標個數,Si為單項指標評價值,Ai為指標對應的權重。

2.7 評價標準

參考前人有關濕地健康評斷標準的研究內容[27,35-37],并結合研究區的實際特征,本文建立了雄安城區濕地生態系統健康評定等級標準(表2)。采用連續的實數區間[0,1]表示濕地生態系統健康等級,其值越接近1,表示濕地生態系統健康狀態越佳,反之濕地生態健康狀態越差。將濕地生態健康分為5級,作為評定研究區濕地生態健康的判斷依據。對照標準和計算所得的綜合評價指數即可得到濕地生態健康的評價結果。

表2 濕地生態系統健康等級標準

3 結果與分析

3.1 類型水平上景觀格局特征

為了直觀有效地反映研究區景觀的總體結構特征,并對不同類型景觀的分布規律加以剖析,表3列出了研究區不同景觀類型的基礎信息。

表3 不同斑塊類型基本特征

斑塊面積(Total Class Area, CA)指數和斑塊面積百分比(Percentage of landscape, PLAND)均是表征景觀中不同斑塊類型組成的指標,斑塊百分比還是確定區域中景觀優勢度的重要依據。根據表3,我們不難發現研究區的主要景觀是耕地和建設用地,是優勢的土地利用類型。研究區耕地面積最大,面積占比達71.49%;其次是建設用地,面積占比22.57%;林地(0.71%)、未利用地(3.73%)和水域(1.49%)面積較小,面積占比均未超過5%。最大斑塊指數(Largest Patch Index, LPI)是指某種斑塊類型的最大斑塊占景觀總面積的百分比,也是優勢度的一種度量方法[16]。各景觀類型的最大斑塊面積(LPI)的數值大小順序與斑塊面積百分比一致,即：耕地>建設用地>未利用地>水域>林地。斑塊數量(Number of Patch, NP)分析結果表明研究區中建設用地的斑塊數量為311個,林地為142個,未利用地為313個,耕地為17個,水域為294個。結合CA、PLAND和LPI這三項指標,我們不難發現研究區中耕地和建設用地在環境中占主導地位,且耕地在保持研究區斑塊整體性方面發揮主要的作用,建設用地起到了一定的輔助作用。

為了進一步分析研究區濕地景觀的分布特征,本研究選取了斑塊密度(Patch Density, PD)、平均斑塊面積(Mean Patch Size, MPS)、聚合度(Aggregation Index, AI)和景觀形狀指數(Landscape Shape Index, LSI)這4個具有一定代表性,且獨立性較好的景觀格局指標進行計算分析[34]。這些指標可以直觀表征研究區的破碎化程度,很好地反映人類活動對景觀格局的干擾。

斑塊密度可以反映景觀破碎化程度,PD值越大,景觀的破碎化程度越高。從表4中可以看出,水域、未利用地、建設用地、林地和耕地的PD值分別為0.975、1.031、0.666、0.471和0.056。耕地的斑塊密度最小,破碎化程度最低;未利用地的PD值最大,破碎化程度最高。通過LPI和NP值進一步驗證,耕地的破碎度最低,集聚性最高,未利用地和水域的破碎度相對處于較高程度。平均斑塊面積在一定程度上揭示了景觀的破碎化程度,MPS值越大,景觀的破碎度越低[11,34]。5種斑塊的MPS值從大到小依次為耕地>建設用地>未利用地>水域>林地,表明了耕地的低破碎度以及其他斑塊類型對應的破碎度。聚合度指數(AI)是根據同種斑塊類型的公共邊界長度來表征同種斑塊的聚合程度,值越大反映同一斑塊類型的聚集程度越高,破碎度越低[27]。表4說明了耕地和建設用地較高的聚合度,林地和未利用地的聚合度相對較低。結合MPS和AI分析,建設用地的破碎度高于耕地,聚合度小于耕地;未利用地、水域和林地主要呈現小斑塊分布,破碎化程度高,聚合度低。景觀形狀指數(LSI)是反映斑塊形狀特征的指標,其值越大,表示該景觀類型形狀越復雜,景觀的異質性越大。表4結果顯示未利用地的LSI指數相對較高,其次為水域和建設用地,耕地和林地的LSI指數相對較低,說明耕地、林地的景觀斑塊形狀較為規則,異質性更小,相對來說破碎度更低。

表4 不同斑塊類型破碎度指數

連通性對景觀的生態過程有重要的影響,是另一種反映景觀分布特征的指標。本文采用平均鄰近指數(Mean Proximity Index, PROXIM_MN)、最小鄰近距離(Mean Euclidean Nearest-Neighbor Index, ENN_MN)和連接度指數(Connectivity Index, CONNECT)來反映景觀的連通性。最小鄰近距離(ENN_MN)用來度量同類型斑塊間的最大距離。平均鄰近指數(PROXIM_MN)反映了同類型斑塊之間的鄰近程度,其值越小,表示景觀的連接性越差。耕地在最小鄰近距離和平均鄰近指數都具有最值,說明耕地有著最佳的連通狀態。表5可見,耕地、林地、建設用地、未利用地和水域的CONNECT值分別為13.791、1.458、1.503、0.807和0.792。五種土地利用方式中,耕地的連接度遙遙領先,說明耕地在研究區內連接程度最高,且斑塊被分割得很少,呈集中連片分布,是核心優勢景觀。水域在平均鄰近指數和連接度指數上具有最小值,最小鄰近距離僅次于林地;林地的最小鄰近距離最大,平均鄰近指數略大于水域。結合土地利用類型分布圖看,林地和水域景觀分布破碎且連接度較差。建設用地斑塊面積較大,但被道路、耕地等分隔,產生破碎化,連接度處于中等狀態。

3.2 景觀水平上景觀格局特征

由表3、表4和表5可知研究區不同景觀類型的面積、破碎度及連接度等狀況,為了在整體水平上對研究區景觀格局進行更全面和更準確的解析,本研究取了斑塊密度(PD)、聚合度指數(AI)、香農多樣性指數(Shannon′s Diversity Index, SHDI)、均勻度指數(SHEI)和蔓延度指數(Contagion Index, CONTAG)對研究區整體景觀格局進行剖析。

表5 不同斑塊類型連通性指數

聚合度指數和蔓延度指數均是表征景觀構型的指數,AI反映斑塊的聚集程度,CONTAG則描述斑塊的團聚程度或延展趨勢,二者的取值范圍均在0到100之間[27]。表6顯示,研究區AI值為95.482,CONTAG值達68.767,這表明研究區景觀聚合度比較高,景觀連接度處于中等水平。SHEI是反映景觀中優勢斑塊及其分布狀態的指標,取值范圍為0-1。SHEI值越接近于1,說明景觀中沒有明顯優勢斑塊,且各斑塊均勻分布[38]。研究區SHEI值為0.495,表明景觀中存在優勢斑塊類型。研究區景觀以耕地為主,景觀破碎度較高,連通性并不顯著。呂金霞等[27]對雄安新區的景觀格局進行了研究,分析結果表明2015年雄安新區的PD值、SHDI值和AI值分別為0.59、0.6和96.75。由表6可知,研究區PD值為3.199,SHDI值為0.797,顯著高于2015年雄安新區的斑塊密度和多樣性指數,這說明與2015年相比,研究區斑塊密度增加,多樣性增加,表明研究區景觀破碎度增加,景觀異質性增加,各斑塊類型在景觀中呈現均衡化的趨勢。

表6 研究區景觀格局特征指數

3.3 濕地空間結構分析

圖3 研究區濕地分布圖Fig.3 Distribution of wetland in study area

已有研究表明坑塘和溝渠在節水、防洪和生態效益上具有重大的意義,并呼吁在今后的城市發展建設中將坑塘和溝渠納入完善的管理體系中,使之因地制宜發揮其功能[19,39]。因此,對雄安城區坑塘和溝渠進行空間結構分析,有助于深入剖析城區濕地的生態現狀。

GIS分析結果表明研究區濕地總面積3.65 km2,主要有溝渠和坑塘兩種類型,其中溝渠2.30 km2,坑塘1.35 km2。根據野外調研,溝渠均為人工挖掘,根據其功能分為道路排水渠、污水廠排污渠和耕地灌溉溝渠。溝渠系統在研究區呈現網狀結構,沿道路、耕地分布。研究區坑塘共計135個,坑塘主要因農村建房、采集磚坯、灌溉等人工開挖而成,緊鄰村鎮分布。

由圖3可知,研究區濕地分布極不均勻。南部鄰近白洋淀區域濕地分布多,北部內陸地區分布較少,這可能與區域的高程和地下水位有關[15]。華北平原干旱少雨,地下水資源是該區域生產、生活用水的主要來源,地下水超負荷開采導致其水位顯著下降[40],部分坑塘和溝渠出現季節性干涸現象,尤其是研究區北部,這一現象尤為普遍。此外,白軍紅等[41]研究也表明白洋淀上游經濟的快速發展、水利設施的建設加之大面積開墾耕作,改變了水資源的時空分布,造成上游徑流量減少。

通過圖3只能宏觀地描述濕地的分布狀況,為此本研究借助景觀格局指數進一步詳細分析濕地的空間結構。根據表7可知,溝渠的PLAND值為63.046,坑塘為36.954,且溝渠的LPI值也大于坑塘,表明溝渠在研究區濕地景觀中占據優勢。從斑塊密度看,溝渠的PD值為102.307,遠大于坑塘(37.028),說明溝渠的完整性要明顯優于坑塘。根據現場勘查和遙感影像可知,溝渠間多有連接,形成一個較完整的溝渠網絡體系;坑塘多獨立分布,這與景觀格局的分析結果一致。從聚合度指數看,坑塘和溝渠的AI值分別為66.804、38.893,AI的取值范圍在0到100之間[27],表明坑塘的聚集程度顯著高于溝渠。溝渠的聚集程度低,在研究區中分布間隔較大;坑塘受村鎮分布的影響,分布較為密集。

表7 不同濕地類型景觀格局特征指數

3.4 濕地生態系統健康綜合評價

本研究運用“壓力-狀態-響應”模型對雄安城區濕地生態系統健康狀況進行綜合評價,得出濕地的生態系統健康指數為0.262(表8),根據雄安城區濕地健康評價等級標準可知,當前研究區濕地生態系統處于不健康狀態。

如表8所示,研究區濕地生態環境面臨的主要壓力為人為因素(開發系數、人口密度)和自然因素(降雨、氣溫),其中人為因素對濕地生態系統造成的威脅較大。Song等[41]也在其研究中指出,白洋淀上游受到強烈的人為活動作用,水位下降,甚至部分池塘等干枯、消失。近30年來,雄安新區人口持續增長,社會經濟快速發展,城鎮化建設不斷推進[27]。伴隨人口的增加,人們對水資源的需求也在不斷增長,地下水過度開采,地下水補給能力減弱,影響濕地的蓄水量,濕地面積萎縮[41-43]。 居民地面積擴張和耕地開墾等不合理的土地開發改變了原有的下墊面條件,如水土保持措施、植被覆蓋、地表供水能力等[44],致使濕地防洪調蓄、凈化水質、維持生物多樣性等生態功能發生不同程度的弱化[39]。濕地周邊污染源增加,且缺乏一定的防護管理措施,水質惡化,進而影響濕地的生態環境[45]。

表8 濕地生態系統健康綜合評價結果

頻繁的人為干擾不是影響研究區濕地生態健康的唯一原因,氣候因子在其中也占有相當比重。研究區濕地屬于半干旱型濕地,濕地景觀對水位的依賴性很強[16]。鳳蔚等[40]通過分析雄安新區長時間的水位、降雨和北太平洋指數的周期性變化,證實了雄安新區地下水位動態變化與區域降雨呈現較強的相關性。降雨是研究區水體主要的補給方式,對濕地生態環境有著制約作用[25]。1990年以來,華北地區氣候趨向于暖干,降雨量持續減少,徑流量急劇減少,地下水位明顯下降[11,14]。地下水位的下降,對植被、土壤等產生一系列影響,從而改變原有的生態環境狀態,使得濕地面積萎縮,地表景觀格局發生變化[45]。雖然有研究表明氣溫與白洋淀區域水位的相關性不顯著[43],但濕地小環境氣溫的升高會增加蒸發量,對濕地景觀格局造成一定的影響[16,46]。

從狀態系統看,制約濕地生態健康的主要因素有水文調節指數、植被覆蓋率和水體污染。研究區景觀異質性增加,斑塊破碎化現象嚴重;植被覆蓋率低,生物多樣性降低,水體受污染程度嚴重,濕地生態系統健康面臨威脅。從響應系統看,研究區整體的破碎化程度較高,尤其是坑塘和溝渠之間連通性較差,無法發揮其調控水源、防洪調蓄、凈化水質等功能,濕地資源遭到嚴重破壞,濕地當前的保護和管理水平較低。

從以上評價結果可知,目前雄安城區濕地生態系統健康狀況不容樂觀。因此,需要降低雄安城區濕地生態健康的壓力和威脅,采取對應的措施使其向有利于穩定的方向發展。結合景觀格局分析和生態健康評價結果,提出以下建議：(1)貫通坑塘、溝渠及河流,增加景觀連通性,優化水資源配置,充分發揮其在經濟、生態和景觀上的重大價值;(2)改變農業種植結構,改變農業灌溉方式,提高水資源利用率,減少水資源的過度開采;(3)限制周邊企業生產、農業生產活動、人類生活等源頭污染物的排放,利用濕地植被構建濕地污水處理系統,提高濕地自身的水質凈化功能;(4)增大濕地植被覆蓋面積,調整景觀構型,增強景觀格局的異質性和穩定性。

4 結論

作為繼深圳經濟特區和上海浦東新區之后設立的雄安新區,具有承載優化京津冀城市布局、疏解北京非首都功能等重任。在此背景下,本文以雄安城區(起步區、容城組團和安新組團)為研究對象,基于景觀格局和雄安城區濕地的特點,以“壓力-狀態-響應”模型為主線,探討雄安城區濕地的生態系統健康和景觀格局特征,給未來的城市發展建設和濕地生態恢復提供正確的指引。研究結果如下：

(1)耕地和建設用地是研究區的優勢景觀,受人類活動的影響,二者斑塊形狀較規則。耕地完整性最高,連接度最好;其次為建設用地。水域、未利用地和林地占地面積較小,破碎化程度高,連接度較差;水域和未利用地的聚合度比林地低。研究區整體聚合度較高,非優勢景觀破碎度較高,連通性和均勻度不顯著。

(2)溝渠為研究區主要濕地類型,濕地分布集中在南部淀區旁,北部內陸區分布較少。溝渠在區域中優勢度高,整體性和連通性都優于坑塘,但聚集度低;坑塘破碎度高,連通性差,但分布較溝渠密集。

(3)本文通過綜合評價計算出研究區濕地生態系統健康指數為0.262。受頻繁的人為活動和多變的氣候影響,濕地生態系統處于不健康狀態。濕地植被覆蓋率低,水體污染嚴重,連通性較差,景觀破碎化嚴重,生態功能退化。未來需加強管理和保護工作,減少濕地生態系統健康的壓力和生態威脅,推進濕地生態可持續發展。