近30 年來萊州灣濱海濕地景觀格局變化特征研究

黃建濤 , 鄭 偉, 萬年新, 路景鈁 , 李 捷

(1. 青島理工大學環境與市政工程學院, 山東 青島 266033; 2. 自然資源部第一海洋研究所, 山東 青島266061; 3. 海洋科學與技術試點國家實驗室地質過程與環境功能實驗室, 山東 青島 266200; 4. 山東省調水工程運行維護中心棘洪灘水庫管理站, 山東 青島 266111)

濱海濕地位于陸地與海兩大生境的連接處和過渡地帶, 因其具有較為復雜的生態環境, 形成生物多樣性和景觀格局的多樣化[1-2]。景觀格局是多種生態過程作用在不同尺度上所產生的結果[3-5], 景觀格局在不同時間下的變化可以直觀體現出土地利用的改變。研究區域生態系統時空演變規律, 揭示區域生態環境問題形成的驅動機制是當前的研究熱點[6-7]。萊州灣濱海濕地類型眾多且不同區位海岸帶開發利用方式差別較大, 景觀類型多樣、空間異質性顯著。目前對萊州灣濱海濕地南岸部分的研究多集中在景觀格局變化、海岸侵蝕、海水入侵、濱海濕地退化和恢復等方面[8-13], 對萊州灣西岸和東岸研究相對較少且主要集中在重金屬以及污染負荷估算及風險評估等方面[14-17]。由于不同岸段景觀格局變化與驅動機制也不完全一致, 因此部分岸段的研究很難反映出濱海濕地整體的景觀類型演變及空間異質性特征。本研究基于1990—2018 年轉移矩陣分析萊州灣濱海濕地景觀格局變化, 在此基礎上開展萊州灣景觀格局變化驅動機制分析, 探討不同岸段景觀格局變化的驅動機制; 同時基于 FRAGSTASTS 軟件,采用傳統景觀格局指數[18]計算方法對萊州灣濱海濕地的景觀格局整體特征和景觀異質性空間特征進行研究。以期對萊州灣濱海濕地生態系統退化原因、合理利用和優化土地空間布局、采取有效措施保護及恢復濱海濕地提供一定的技術支持[19-20]。

1 研究區及研究方法

1.1 研究區概況

萊州灣位于渤海南部, 山東半島西側, 是山東省沿海面積最大的海灣[21-22], 地理位置處于36.96°—37.79°N, 118.73°—120.34°E。其中, 黃河口—羊角溝口為西岸區, 羊角溝口—虎頭崖為南岸區, 虎頭崖—屺姆角為東岸區。萊州灣年均氣溫11.9～12.6 ℃, 年均降水量為612.5～660.1 mm, 年平均風速4 m/s[23-24]。沿岸有小清河、維河、膠萊河等十余條河流注入, 行政區包括墾利、東營、壽光等9 個縣級市。參考濕地公約[25]以及《濱海濕地生態監測技術規程》(HY/T080-2005)[26], 海水入侵危險區范圍為距離海岸20 km[10], 且人類活動和遙感影像信息提取難度隨著離岸距離的遠近會呈現一定程度的變化, 綜合萊州灣的入海河流上溯距離以及人類活動對濱海濕地的主要影響范圍, 確定以萊州灣大型海藻的生長區外緣向內陸延伸20 km 作為本文的研究范圍(圖1)。

圖1 萊州灣研究區及野外觀測點位Fig. 1 Study area and field-observation points of the Laizhou Bay

1.2 數據來源與處理

從美國地質調查局(USGS)和地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/)中選取萊州灣1990 年7 月(Landsat5 TM)、2000 年8 月(Landsat7 ETM+)、2009 年8 月(Landsat5 TM)及2018 年8 月(Landsat8 OLI)四期遙感影像, 行列號120/34、121/34, 空間分辨率皆為30 m, 云層遮蓋度低于5%，滿足目視解譯的需求。利用ENVI 軟件對遙感圖像進行輻射定標、大氣校正和影像鑲嵌處理，并對遙感影像754、543、432 三種波段進行融合, 在ArcGIS10.0 中對萊州灣濱海濕地遙感影像進行目視解譯, 繪制1990—2018 年萊州灣濱海濕地景觀類型分布圖。

1.3 研究方法

1.3.1 分類體系

對濱海濕地類型進行合理劃分是分析其景觀格局變化的關鍵因素, 依據國際上對濱海濕地的分類方案, 結合現場踏勘掌握的情況以及目視解譯的可視性和可判讀性, 將濱海濕地分為兩級(表1)。

1.3.2 景觀類型轉移分析

通過轉移矩陣分析不同景觀類型的轉移方向和強度。景觀類型轉移矩陣公式為[27]:

式中,S代表面積;n代表景觀類型總數;i、j(i,j=1, 2,…,n)分別代表轉移前與轉移后的景觀類型;表示景觀類型轉移前后的變化面積。

1.3.3 景觀格局指數分析

為反映萊州灣景觀格局特征, 在FRAGSTATS軟件的支持下, 選擇斑塊個數(NP)、景觀形狀指數(LSI)、最大斑塊指數(LPI)和斑塊所占景觀面積比例(PLAND)4 個指標, 選用傳統景觀指數計算法, 對萊州灣濱海濕地景觀斑塊類型水平進行了相關分析。景觀格局指數的計算方法見文獻[28-30]。

表1 萊州灣景觀類型及其解譯標志Tab. 1 Landscape types and interpretation signs of the Laizhou Bay

2 結果與分析

2.1 萊州灣濱海濕地類型及面積變化分析

如表 2 所示, 萊州灣濱海濕地面積在 1990—2018 年間呈上升趨勢, 28 年間面積約增加240.6 km2,平均每年增加約8.6 km2。其中天然濕地面積總體減少約80.79 km2, 人工濕地總體增加約321 km2。

表2 1990—2018 年萊州灣濱海濕地面積變化Tab. 2 Area changes in the coastal wetlands of the Laizhou Bay from 1990 to 2018

天然濕地中濕地植被呈現先減少后增加的趨勢,濕地植被主要分布在黃河三角洲保護區、各河流兩岸及入海口處所沖積出的灘涂上(圖2—圖5)。水域面積不斷增加, 2018 年約占天然濕地面積的36%, 水域和濕地植被為天然濕地中的主要類型(表3)。灘涂由于受到河口沖淤、年降水量變化和圍填海活動的影響, 不同年份的變化量較大, 至2018 年面積約占天然濕地的17%。

人工濕地中鹽田增加面積較大, 主要增加階段為2000—2009 年, 2009 年之后增加速度放緩, 至2018 年, 鹽田約占濱海濕地面積的43%。養殖池在2000 年之后面積基本趨于穩定, 至2018 年, 養殖池面積約占濱海濕地面積的15%。

非濕地中, 農田自1990 年起不斷向其余景觀類型轉化, 至2018 年, 農田面積約為2 410 km2。建設用地在2009 年之后面積陡增。

2.2 遙感影像分類結果精度評價

利用2016—2017 年100 個現場踏勘站位數據信息, 與2018 年遙感影響解譯結果對比, 建立混淆矩陣對結果進行精度驗證。驗證結果顯示: 2018 年萊州灣遙感影像目視解譯總體精度為85%(表4), 滿足中分辨率遙感影像精度使用要求[31-32]。

圖2 1990 年萊州灣濱海濕地景觀類型分布Fig. 2 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 1990

2.3 景觀類型之間面積轉移情況

圖3 2000 年萊州灣濱海濕地景觀類型分布Fig. 3 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2000

圖4 2009 年萊州灣濱海濕地景觀類型分布Fig. 4 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2009

圖5 2018 年萊州灣濱海濕地景觀類型分布Fig. 5 Landscape distribution of the coastal wetlands of the Laizhou Bay in 2018

表3 1990—2018 年萊州灣濱海濕地景觀類型及面積變化Tab. 3 Landscape types and area changes in the coastal wetlands of the Laizhou Bay from 1990 to 2018

由圖2—圖5 可知, 萊州灣天然濱海濕地中, 10 年間灘涂向農田和裸地轉化最多, 轉化面積分別達到約34 km2和29 km2(表5)。濕地植被主要分布在自然保護區和入海河流的兩岸, 由于鹵水開發和海水養殖的興起及大規模開發, 濕地植被向養殖池和裸地轉化明顯。由于靠內陸部分灌溉農田的緣故, 約22 km2的農田轉化為水域。在萊州灣南岸約30 km2的鹽田轉化為裸地, 用于建設用地的開發利用。此時間段內人們的主要經濟來源依然是農業種植, 且養殖業和制鹽業發展迅速。

2000—2009 年較前一階段, 灘涂在萊州灣西岸向養殖池轉化和南岸部分向鹽田轉化明顯, 轉化面積分別達到約47 km2和37 km2(表6)。養殖池向鹽田轉化顯著, 主要是萊州灣南岸包括萊州市和昌邑市的北部地區等轉移較多, 總轉化面積約為122 km2。鹽田向建設用地轉化約76 km2。濕地植被除向裸地和建設用地轉化外, 向其余幾種景觀類型轉化并不明顯, 可以看出繼1990—2000 年階段后, 濕地植被仍被持續的開發利用為人工濕地或非濕地類型。農田向建設用地轉化最多, 轉化面積約602 km2。

這一時期, 人類活動多種多樣, 工業化進程的加快促使人類生產生活重心由農業向制鹽業以及海水養殖轉化, 濱海濕地生態環境也面臨較大壓力。

表4 2018 年萊州灣遙感影像目視解譯與野外驗證混淆矩陣Tab. 4 Visual interpretation and field-verification confusion matrix of the Laizhou Bay remote sensing image of 2018

表5 1990—2000 年萊州灣濱海濕地類型面積轉移矩陣Tab. 5 Land-use transfer matrix of coastal wetlands in the Laizhou Bay from 1990 to 2000

表6 2000—2009 年萊州灣濱海濕地土地利用轉移矩陣Tab. 6 Land-use transfer matrix of Laizhou Bay coastal wetlands from 2000 to 2009

2009—2018 年較上一階段而言, 主要轉移類型發生了改變。期間, 養殖池、鹽田轉出面積大于轉入面積,其中分別向建設用地轉化約12 km2和98 km2(表7),農田向建設用地轉化最多, 轉出面積約226 km2。約26 km2的水域、34 km2的農田和20 km2的灘涂向濕地植被轉化, 而濕地植被本身又向養殖池、農田、水域和建設用地轉化, 總體轉出面積小于轉入面積。濕地植被向灘涂轉化約11 km2, 同時灘涂也向其余類型轉化, 其中向水域和濕地植被轉化最多, 轉化面積約31.35 km2和20.31 km2, 灘涂總體轉出面積大于轉入面積。

表7 2009—2018 年萊州灣濱海濕地土地利用轉移矩陣Tab. 7 Land-use transfer matrix of the Laizhou Bay coastal wetlands from 2009 to 2018

2.4 景觀破碎化分析

斑塊數量值得多少在反映景觀異質性的同時,與破碎度也呈現了一定的相關性。各景觀類型中除山體植被斑塊數量基本不變之外, 其余景觀類型均呈現不同程度的增加(圖6), 且在2000—2009 年間達到最大增長速度。建設用地的斑塊數遠遠高于其他景觀類型(表8), 表明建設用地的景觀破碎度較高。鹽田和農田所占研究區面積較大而斑塊數量并不是很多, 說明其中存在著大量的優勢斑塊, 這和圖3 中的LPI 的分布情況以及濱海濕地的實際情況也比較吻合。

景觀形狀指數可以表示景觀破碎化的程度, 研究區內各景觀類型LSI 均有不同程度的增長, 但養殖池、鹽田及山體植被變化幅度較小, 尤其是山體植被基本不變, 濕地植被、農田和建設用地變化較為劇烈, 景觀形狀指數增長幅度在40%以上。表明研究區內空間異質性和時間異質性加強，隨著人類活動強度增加的影響其破碎化程度加大。2009 年以后,景觀形狀指數均有下降可能與建設用地的集聚效應有關。最大斑塊指數可以簡單地衡量景觀優勢度,農田最大斑塊指數由1990 年約49%下降到2018 年的23%, 表明農田對萊州灣濱海濕地的組成影響程度降低, 建設用地LPI 增加較為明顯表明城鎮建設用地趨于集中化的變化趨勢, 這與景觀形狀指數的結果吻合, 建設用地的PLAND 也從不足10%增長到25%左右。

2.5 景觀格局變化原因分析

研究區景觀格局變化是自然環境和人類活動兩種因素共同干預的結果。自然環境對景觀類型轉變的影響是長期并且是較大范圍內的，人類活動會使景觀類型的轉變更為徹底, 會使自然濕地向人工濕地和非濕地轉化, 然而研究區內整體大范圍的濕地格局變化并不大, 主要是小范圍內的景觀格局的改變, 因此, 人類活動對萊州灣濱海濕地的影響較大,為主要驅動力。下面分別對在萊州灣濱海濕地的西岸、南岸和東岸各取的部分典型變化區域進行分析。

圖6 萊州灣濱海濕地不同景觀類型的景觀指數對比Fig. 6 The comparison of landscape index of the different landscapes of coastal wetlands in the Laizhou Bay

表8 萊州灣濱海濕地1990—2018 年景觀類型指數表Tab. 8 Landscape-type index tables of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

黃河口及其他河流入海口處由于河口沖淤使灘涂面積不斷增長, 但灘涂總體呈現減少趨勢。1996 年黃河口改道是萊州灣西岸黃河口附近景觀格局改變的自然驅動力之一[33], 改道之后, 黃河故道處來水來沙條件改變, 來沙量減少, 海岸侵蝕加快, 另外受氣候變化影響, 黃河入海泥沙量呈階梯狀減少[34], 致使黃河故道處海岸線受侵蝕嚴重, 新黃河口處沖淤能力也逐步減弱。萊州灣西岸和南岸多為淤泥質海岸, 風暴潮也會對灘涂和堤壩造成一定的侵蝕[35]。此外, 自然干旱、水庫引水供灌溉和城鎮供水等造成許多河流時空分布不均勻也對黃河口附近景觀格局改變產生了一定程度的驅動作用[36]。1990—2000 年灘涂和濕地植被主要轉化區域為研究區北部黃河沿岸, 向水田(本文中水田也劃為了農田類型)和未利用地轉化, 轉化面積均超過60 km2。老黃河口南部向陸一側則主要是養殖池和鹽田等人工濕地增加迅速, 2000—2009 年間灘涂、農田和裸地分別向人工濕地轉化約84、118、140 km2。從圖7 可以看出2000 年之前該區域以灘涂為主要景觀類型, 2009 年時已被規劃成養殖池以及少部分的鹽田,至2018 年, 已規劃但未投入使用的土地也投入使用, 且各類型之間界限分明。萊州灣西岸人工濕地中養殖池面積增加最多, 而養殖池總體面積增長不大而鹽田增加迅速的主要原因是萊州灣南岸的養殖池和其他土地利用類型向鹽田轉化較多。除此之外, 降水量[37]和人為利用的雙重影響以及近年來濕地保護政策的實施等原因都會引起萊州灣水域、濕地植被等面積的變化。

圖7 1990—2018 年萊州灣濱海濕地西岸部分岸段景觀變化Fig. 7 Landscape changes in the west bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

萊州灣南岸部分自1991 年山東省政府提出建設“海上山東”以來, 陸續實施“耕海牧漁”戰略, 灘涂養殖發展迅速。另外從鹵水中提取溴素所帶來的豐厚經濟利益極大的刺激了對萊州灣南岸鹵水的開采,導致濱海濕地天然灘涂大面積消失轉為貯存提溴的鹵水的鹽池[38]。從圖8 中可以看出1990—2009 年在沿海灘涂建設了大量的鹽場和養殖池, 本文統計鹽田面積從1990年的476.2 km2到2009年增加至825.6 km2,增幅將近43%, 鹽田面積增加位置主要位于萊州灣南岸, 從斑塊數量上也可以看出該時間段內養殖池和鹽田NP 增加明顯。根據中國海洋統計年鑒, 2010 年以來山東省海上鹽田和養殖池面積處于基本穩定狀態,增長速率較前兩個階段顯著下降, 表明萊州灣作為山東省的養殖和產鹽基地, 其總體已趨于飽和, 而大量的建設用地需求逐步取代已廢棄的鹽田和養殖池。從表8 可知, 鹽田面積從2009—2018 年增加了23.1 km2, 與前兩個階段相比增速大大下降, 而養殖池面積則減少了54.6 km2, 這與統計年鑒趨勢基本相符。“濰坊海上新城”集約用海區的建設是萊州灣南岸建設用地增加的主要原因, 從萊州灣景觀格局分布(圖2—圖5)和圖8 中2018 年部分景觀分布中可以看到, 白浪河兩岸的農田大面積的轉化為建設用地, 白浪河入海口兩岸灘涂以及近岸海域被集中成片開發為建設用地和待利用地, 2009—2018 年鹽田和農田分別向建設用地轉化98 km2和226 km2, 其中鹽田轉化部分基本全處于萊州灣南岸, 可見集約用海區建設對該地區的景觀格局產生了較大的影響。另外, 人口和社會經濟發展作為持續不斷的外界壓力, 使得耕地及未利用土地不斷向工業區及城鎮用地轉化, 道路、水利設施(溝渠)、居住地以及工業區的建設使得萊州灣南岸破碎化加重。造成萊州灣南岸濱海濕地景觀格局變化的主要自然驅動力為海水入侵[39], 在其影響下, 南岸景觀類型由海向陸大致為灘涂-養殖池-鹽田-濕地植被-建設用地-農田, 且海水入侵對工農業生產, 生態環境以及植被演替等方面有很大影響[13]。

圖8 1990—2018 年萊州灣濱海濕地南岸部分岸段景觀變化Fig. 8 Landscape changes in the south bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

圍海養殖以及填海造陸是萊州灣東岸沿岸景觀格局變化的主要人工驅動力, 從圖2—圖5 的景觀分布圖中可以看到圍海養殖主要集中在萊州市北部沿海, 從1993 年的海灣扇貝養殖業到2006 年之后“溫室大棚+深井海水”工廠化養殖和池塘養殖模式[40],養殖業利用了大面積的潮上帶土地; 填海造地主要發生在龍口灣附近, 尤其是2000 年之后, 填海造陸的規模不斷擴大, 2010 年龍口人工島群工程區域用海規劃獲得國家海洋局批復, 人工島群的建設對于陸海統籌、集約用海等推進海洋文明建設有著極大的推動作用。集約用海區是在國家統一規劃下, 對同一區域內多個圍填海項目集中開發的用海方式。集中集約用海對推進海陸統籌區域經濟一體化起到了顯著作用, 是在“藍色”環保理念之下的一種用海新模式。2009—2018 年, “龍口灣海洋裝備制造業集聚區”和“萊州海洋新能源產業集聚區”等集約用海區的規劃開發, 使生產活動的重心向制造業等偏移。萊州港和龍口港對萊州灣東岸的經濟發展有著舉足輕重的作用, 港城經濟帶動港口發展[41], 而近年來港口規模的擴大和集疏運體系的完善也反過來推動萊州市和龍口市經濟快速發展。另外城鎮化規模的擴大是萊州灣東岸景觀格局變化的另一驅動力, 從不同年份之間景觀格局分布(圖2—圖5)可以看出2000—2009 年萊州市城區、龍口東、西城區城鎮規模增長較多, 該階段農田向建設用地轉移602 km2, 除少部分轉移位于東營區、寒亭區和壽光市外, 其余大部分位于萊州灣東岸。從圖9 可以看出1990—2018 年龍口港及西城區規模不斷擴大, 原先零散分布的建設及居住用地逐漸趨于整合, 這與本文結果建設用地LPI 值增加的趨勢也吻合。2018 年建設用地的最大斑塊指數達到4.26%, 表明人類活動呈現出集聚效應。

圖9 1990—2018 年萊州灣濱海濕地東岸龍口港景觀變化Fig. 9 Landscape changes in the east bank of the Laizhou Bay coastal wetlands from 1990 to 2018

1990—2009 年間景觀指數的增加表明萊州灣濱海濕地景觀破碎化加重, 景觀破碎化的增加主要是由于城市建設和鹽田的發展, 破壞了景觀斑塊的完整性。2009 年之后各項景觀指數不再增加且呈略微下降的趨勢, 景觀破碎趨勢變緩可能跟城市化進程加快、集約用海區建設工業區、港口以及城鎮居住地逐漸聯合為一體有關。隨著山東半島藍色經濟區規劃的出臺, 4 個集中集約用海區位于萊州灣內，待其建成后，可以預見其能長期影響萊州灣附近海岸及其濱海濕地景觀類型之間的相互轉化。

3 結論

本研究以遙感圖像為基礎，通過目視解譯等手段得到不同時期下萊州灣濱海濕地景觀格局分布,并通過景觀指數對研究區進行分析。有關結論如下:截至2018 年萊州灣濱海濕地面積總計約1 955 km2,其中天然濱海濕地面積約811 km2, 人工濱海濕地面積約1 143 km2。其近年來主要呈現天然濱海濕地減少，人工濱海濕地增加的總體趨勢。自2009 年起，在人工濱海濕地中養殖池和鹽田面積均接近飽和，且廢棄的養殖池和鹽田逐漸向建設用地轉化, 農田向建設用地轉化顯著。萊州灣濱海濕地景觀格局變化的自然驅動力主要為河口沖淤、海水入侵、氣候變化等; 人工驅動力主要為圍海養殖、鹽田開發、城鎮化建設以及集約用海區的規劃開發等。1990—2018 年間萊州灣濱海濕地景觀破碎化加重, 景觀破碎化的增加主要是由于城市建設、港口碼頭、養殖業和鹽業的發展, 破壞了景觀斑塊的完整性,2009 年之后由于人口和建設用地的集聚效應, 破碎趨勢有所變緩。