長江下游升金湖濕地保護有效性評價(1989-2019年)*

王維晴,周立志,陳 薇,徐文彬,宋昀微

(1：安徽大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，合肥 230601) (2：濕地生態(tài)保護與修復(fù)安徽省重點實驗室(安徽大學(xué))，合肥 230601) (3：升金湖國家級自然保護區(qū)，池州 247200)

隨著社會經(jīng)濟的快速發(fā)展，濕地正面臨著空前的壓力，建立自然保護地是保護濕地資源的有效方式[1]. 我國已建立了國際重要濕地、濕地保護區(qū)、國家和省級濕地公園、濕地保護小區(qū)等互相補充的濕地保護地體系[1]，但濕地仍面臨很多問題. 據(jù)原國家林業(yè)局第二次全國濕地資源調(diào)查結(jié)果顯示，污染、過度捕撈和采集、圍墾、外來物種入侵和基建占用為威脅濕地的五大因子[2]. 濕地被侵占的報道屢見不鮮，濕地保護的有效性亟需加強. 濕地保護有效性是實施濕地保護政策與措施后，濕地生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量、健康與受脅情況的反映，是對保護目標(biāo)保護效果的衡量[3]. 濕地保護目標(biāo)旨在減緩濕地生態(tài)壓力與威脅，維持濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，保證濕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能和濕地價值不降低. 濕地保護目標(biāo)的實現(xiàn)很大程度上取決于濕地生態(tài)壓力管控，濕地的生態(tài)壓力大于承載能力，結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，從而導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)退化，影響其生態(tài)服務(wù)功能的實現(xiàn). 對濕地保護有效性評估的手段主要借助遙感和GIS技術(shù)[3-4]，使用層次分析[1]、熵權(quán)[4-5]、傾向得分匹配[6]等方法，選取濕地景觀和保護物種指標(biāo)構(gòu)建評價體系. 景觀指標(biāo)主要有濕地動態(tài)度[1,7]、濕地景觀格局指數(shù)[4-5]、景觀發(fā)展強度指數(shù)[4]、景觀干擾指數(shù)[8]、保護性景觀質(zhì)量指數(shù)[8]等，保護物種指標(biāo)包括物種增殖擴繁指數(shù)[1]、鶴類種群數(shù)量變化[7]、水鳥多樣性指數(shù)[9]、水鳥棲息地質(zhì)量[10]等. 在人為活動日益增加的情勢下，濕地保護研究迫切需要定量化評估濕地生態(tài)壓力，了解人類活動對濕地產(chǎn)生的影響，從而有效控制人為活動對濕地生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生的消極影響. 將濕地生態(tài)系統(tǒng)受到的生態(tài)壓力因子納入濕地保護有效性評估指標(biāo)體系是一個發(fā)展趨勢.

自1980s以來，土地圍墾、化肥施用加劇了長江中下游湖泊富營養(yǎng)化狀況[11]. 由于湖泊濕地的季節(jié)性變化規(guī)律，水位隨季節(jié)降水量變化呈現(xiàn)秋冬季下降、春夏季上漲的特點[12]，枯水期灘涂暴露、濕生草本植物生長，給圍墾耕地、放牧等提供了條件，豐水期湖灘被水體覆蓋，湖泊周邊居民低壩高筑、開展圍網(wǎng)養(yǎng)殖. 湖泊周邊居民經(jīng)濟收入來源嚴(yán)重依賴濕地，導(dǎo)致濕地長期面臨人為活動產(chǎn)生的生態(tài)壓力. 升金湖是安徽省首個國際重要濕地，長江中下游洪泛平原保存較為完好的淺水通江湖泊，生態(tài)功能和保護價值極其重要. 該湖泊曾被大面積圍墾，湖區(qū)對外承包，一度實施高強度漁業(yè)養(yǎng)殖，造成湖泊濕地退化；湖泊周邊道路建設(shè)等人類活動影響了越冬候鳥的生境質(zhì)量. 目前關(guān)于升金湖的研究較多關(guān)注濕地景觀生態(tài)風(fēng)險[13]、濕地健康[14]、越冬候鳥生境和種群動態(tài)[15-16]. 從生態(tài)壓力角度構(gòu)建指標(biāo)體系，開展評價濕地保護有效性的工作亟待加強. 當(dāng)前濕地保護有效性研究大多關(guān)注國家層面[1]、重要濕地區(qū)[4,10]及單個保護區(qū)[7-9]等尺度，精準(zhǔn)管理的研究有待加強. 隨著河湖長制和林長制管理體系引入濕地保護，格網(wǎng)因高效率和精細(xì)化特點[17]被應(yīng)用于湖泊精細(xì)化管理[18]，對于加強濕地保護地管理的有效性有重要意義. 本文將升金湖濕地劃分為0.01°×0.01°經(jīng)緯度格網(wǎng)單元，對單元內(nèi)濕地生態(tài)壓力因子開展實地調(diào)查，通過壓力-狀態(tài)-響應(yīng)(pressure-state-response，PSR)模型構(gòu)建指標(biāo)來反映濕地保護成效，該模型能夠綜合反映人類活動和生態(tài)系統(tǒng)變化之間的相互影響；在格網(wǎng)單元尺度上探究濕地內(nèi)部保護狀況的空間差異，對保護成效低、生態(tài)壓力嚴(yán)重的單元，結(jié)合行政歸屬，劃分到相應(yīng)責(zé)任單元，便于及時發(fā)現(xiàn)生態(tài)壓力造成的威脅，盡快采取響應(yīng)措施，將屬地管理應(yīng)用于濕地保護，從而精準(zhǔn)有效地保護濕地.

1 研究區(qū)域概況

升金湖(30°15′～30°30′N，116°55′～117°15′E)位于安徽省長江南岸，池州市境內(nèi)，跨東至縣、貴池區(qū)，系長江河漫灘洼地經(jīng)泥沙封淤，積水而成的河間洼地湖泊[19]. 1960s，黃湓閘的修建阻隔了湖泊與長江的自然水文連通，導(dǎo)致升金湖水位受人為調(diào)控影響. 黃湓閘在人為調(diào)控湖區(qū)水位的同時，也影響了水鳥棲息和魚類洄游. 升金湖年均水位10.88 m，歷史最高水位17.46 m(2016年7月10日姜壩站)，豐水期為5-8月，枯水期為11月至次年4月[20]. 作為東亞-澳大利亞遷徙水鳥路線的重要遷徙停歇地和越冬聚集地，升金湖有白頭鶴(Grusmonacha)、東方白鸛(Ciconiaboyciana)、豆雁(Anserfabalis)、鴻雁(Ansercygniodies)等10種候鳥均超過濕地公約遷徙路線水鳥種群1%標(biāo)準(zhǔn). 1986年建立省級升金湖水禽保護區(qū)，1997年升為國家級，2015年成為安徽省首個國際重要濕地. 升金湖周邊有東至縣東流鎮(zhèn)、勝利鎮(zhèn)、大渡口鎮(zhèn)、張溪鎮(zhèn)和貴池區(qū)唐田鎮(zhèn)、牛頭山鎮(zhèn)共6個鄉(xiāng)鎮(zhèn)40余個行政村，人口約7萬人，以農(nóng)林種植、漁業(yè)養(yǎng)殖、畜牧業(yè)為主要收入來源[21]，近20余年來，經(jīng)濟發(fā)展與濕地保護矛盾突出. 小路嘴大橋的修建為南北兩岸居民提供了便利，同時也影響上湖與中湖的水體連通性. 升金湖濕地對維持長江中下游生態(tài)安全、珍稀瀕危水鳥棲息、周邊居民飲用水、生命財產(chǎn)安全等具有重要意義.

2 數(shù)據(jù)和方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

遙感影像數(shù)據(jù)來源于美國地質(zhì)調(diào)查局USGS網(wǎng)站與中國地理空間數(shù)據(jù)云的Landsat系列影像，條帶號為121/39. 根據(jù)黃湓閘水位數(shù)據(jù)資料，2016年豐水期，升金湖達(dá)到歷史最高水位，因此選取2016年豐水期的無云影像(2016年7月25日)作為確定濕地最大邊界的數(shù)據(jù)源；選擇1989、1999、2009、2019年枯水期相近日期(均為11月-次年1月)的少云影像作為狀態(tài)指標(biāo)(土地覆被)提取數(shù)據(jù)源. 生態(tài)壓力數(shù)據(jù)來源于實地調(diào)查與訪問，部分由升金湖保護區(qū)管理局提供(圍網(wǎng)數(shù)據(jù)). 以0.01°×0.01°格網(wǎng)為調(diào)查單元，結(jié)合前人研究[21]，按照生態(tài)環(huán)境狀況評價技術(shù)規(guī)范[22]、《自然保護區(qū)人類活動遙感監(jiān)測技術(shù)指南》、《全國濕地資源調(diào)查技術(shù)規(guī)程》、《中國國際重要濕地監(jiān)測的指標(biāo)和方法》[23]，對濕地保護、利用、受威脅狀況開展調(diào)查，調(diào)查于2018年11月-2019年3月進(jìn)行，調(diào)查樣點見圖1，走訪調(diào)查并記錄格網(wǎng)單元內(nèi)存在的生態(tài)壓力因子、受脅面積，以受脅斑塊面積百分比作為指標(biāo). 前3期圍墾、圍壩、放牧、道路4種壓力因子從Google Earth歷史圖像獲得，最近一期的壓力因子數(shù)據(jù)通過遙感影像和實地走訪調(diào)查獲得. 人口數(shù)據(jù)來源于安徽省1990年人口普查資料、第五次人口普查鄉(xiāng)、鎮(zhèn)、街道數(shù)據(jù)(2000年)，以鄉(xiāng)鎮(zhèn)數(shù)據(jù)得到人口增長率，推算行政村人口. 1990-2000年增長率為19.32‰，2000-2010年增長率為7.25‰，2010年人口數(shù)據(jù)由安徽升金湖國家級自然保護區(qū)管理局提供，2019年人口數(shù)據(jù)來源于實地走訪調(diào)查.

圖1 升金湖濕地實地調(diào)查樣點分布Fig.1 Distribution of field survey sampling sites at Lake Shengjin

2.2 數(shù)據(jù)處理方法

升金湖濕地范圍使用歸一化水體指數(shù)(NDWI)提取[24]. 利用ENVI 5.3波段計算Band Math工具對升金湖2016年豐水期無云Landsat8 OIL影像(2016-07-25)NDWI指數(shù)進(jìn)行計算，得到升金湖最高水位線，以最高水位覆蓋的水面作為研究范圍. 升金湖濕地面積16803.678 hm2，達(dá)到整個升金湖保護區(qū)面積(33340 hm2)的50.4%. 為了便于與地理坐標(biāo)相對應(yīng)，并考慮升金湖實際情況，本地區(qū)0.01°×0.01°經(jīng)緯度格網(wǎng)約等于1 km2，因此使用該經(jīng)緯度網(wǎng)格劃分網(wǎng)格單元，使用ArcGIS 10.2的Fishnet工具將升金湖濕地劃分為280個格網(wǎng)單元. 使用ENVI 5.3對目標(biāo)年份枯水期遙感影像進(jìn)行輻射定標(biāo)、大氣校正、裁剪等預(yù)處理，使用監(jiān)督分類的支持向量機分類器解譯影像，分為湖泊、河流、庫塘、灘涂、草本沼澤、耕地、建設(shè)用地7類，Kappa系數(shù)均達(dá)到0.85以上. 使用Fragstats 4.2計算表征破碎化的斑塊數(shù). 將戶外助手6.5.4及Google Earth上繪出壓力因子KML格式導(dǎo)入ArcGIS 10.2中轉(zhuǎn)為矢量，得到圍墾耕地、人工養(yǎng)殖塘、湖泊圍網(wǎng)、放牧、道路等侵占自然濕地的面積及分布狀況. 人口數(shù)據(jù)以村級行政單元為單位統(tǒng)計，按格網(wǎng)內(nèi)行政單元面積比重法將人口密度數(shù)據(jù)格網(wǎng)化處理[25].

2.3 指標(biāo)體系構(gòu)建及權(quán)重

2.3.1 PSR模型構(gòu)建濕地保護有效性指標(biāo)體系 采用PSR模型，從濕地受到的壓力、狀態(tài)、自然和人為響應(yīng)入手，綜合體現(xiàn)自然生態(tài)與人類社會系統(tǒng)之間的因果關(guān)系. 指標(biāo)選取遵循科學(xué)性、代表性、可獲取原則，查閱資料、實地調(diào)查并咨詢專家確定保護有效性指標(biāo)，由于升金湖濕地整體受到的自然壓力相同，各格網(wǎng)單元之間無太大差別，因此壓力指標(biāo)僅考慮人為壓力因素，征詢專家建議并結(jié)合升金湖濕地特點，確定的壓力因素包括人口密度、道路網(wǎng)密度、圍墾、圍網(wǎng)、圍壩、放牧面積；濕地狀態(tài)指標(biāo)參考生態(tài)結(jié)構(gòu)指數(shù)[22]，用地表覆被類型表示. 響應(yīng)指標(biāo)分為自然響應(yīng)和人為響應(yīng)，自然響應(yīng)是濕地受到壓力后呈現(xiàn)的破碎化特征，以格網(wǎng)單元內(nèi)斑塊數(shù)表示破碎化程度[26]，人為響應(yīng)則是保護區(qū)的投入及管理措施和實施強度，由于投入資金及科研監(jiān)測各格網(wǎng)單元是均一的，保護強度則為核心區(qū)高于緩沖區(qū)，且高于實驗區(qū)，核心區(qū)、緩沖區(qū)和實驗區(qū)的保護強度分別賦值為0.6、0.3和0.1[22]. 濕地保護有效性指標(biāo)體系及指標(biāo)權(quán)重見表2.

具體各指標(biāo)計算公式為：

人口密度：

(1)

式中，P為其中任意一個格網(wǎng)單元的人口密度，人/km2；n為格網(wǎng)內(nèi)存在的行政村單元個數(shù)；Si為第i個行政村在該格網(wǎng)內(nèi)面積，hm2；S表示該格網(wǎng)單元面積，hm2；Di為第i個行政村的人口密度，人/km2.

道路網(wǎng)密度：

(2)

式中，R為其中任意一個格網(wǎng)單元的道路網(wǎng)密度，km/km2；n為格網(wǎng)內(nèi)存在的道路條數(shù)；Li為第i條道路在該格網(wǎng)內(nèi)的長度，km；S表示該格網(wǎng)單元面積，hm2.

生態(tài)結(jié)構(gòu)指數(shù)(ecological state index)：

(3)

式中，ESI為其中任意一個格網(wǎng)單元的生態(tài)結(jié)構(gòu)指數(shù)；Ai、Bi分別表示第i種地表覆被類型面積和其指標(biāo)層權(quán)重，格網(wǎng)內(nèi)最多有7類地表覆被類型；S表示該格網(wǎng)單元面積.

景觀破碎度(landscape fragmentation)：

(4)

式中，LF為格網(wǎng)內(nèi)幾種地表覆被類型斑塊數(shù)之和，NP為斑塊數(shù).

濕地保護強度(wetland conservation intensity)：

(5)

式中，WCI為濕地保護強度，E為格網(wǎng)內(nèi)核心區(qū)面積，F(xiàn)為格網(wǎng)內(nèi)緩沖區(qū)面積，G為格網(wǎng)內(nèi)實驗區(qū)面積，S表示該格網(wǎng)單元面積，面積單位均為hm2.

2.3.2 熵權(quán)法確定指標(biāo)權(quán)重 熵權(quán)法是借助香農(nóng)信息論中度量不確定性大小的熵區(qū)分不同指標(biāo)的重要性，變量不確定性越大，離散程度越大，信息量越大，熵值越大[4]. 作為一種客觀的賦權(quán)方法，熵權(quán)法能夠有效避免人為主觀因素造成的偏差，該方法賦值權(quán)重結(jié)果具有較大的可信度[27].

具體計算過程如下：

(1)n個格網(wǎng)單元的15項指標(biāo)構(gòu)建初始矩陣An×m.

(2)由于各項指標(biāo)數(shù)據(jù)量綱不同，且數(shù)值差異較大，需要對各項指標(biāo)數(shù)據(jù)進(jìn)行歸一化處理，采用極差法歸一化處理，正向指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)化公式(式6)、負(fù)向指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)化公式(式7)為：

(6)

(7)

式中，Xij表示初始矩陣中第i個格網(wǎng)單元的第j個指標(biāo)值，maxj(Xij)和minj(Xij)分別表示第j個指標(biāo)的最大值和最小值.

(3)第j個指標(biāo)的信息熵Sj：

(8)

(4)利用信息熵值確定指標(biāo)權(quán)重：

(9)

式中，m為指標(biāo)個數(shù).

2.4 保護有效性綜合模型及分級

本研究采用PSR模型計算保護有效性得分，不同指標(biāo)量綱不同，先對格網(wǎng)單元指標(biāo)數(shù)據(jù)進(jìn)行極差法(Min-Max)歸一化處理，各格網(wǎng)單元的15項指標(biāo)加權(quán)求和得到該單元濕地保護有效性得分. 把[0，1]等分為5個區(qū)間[14,26]，每級標(biāo)準(zhǔn)對應(yīng)一個標(biāo)準(zhǔn)化分值區(qū)間，濕地狀態(tài)分為優(yōu)、良、中、較差、差5個等級，保護有效性分為非常有效、有效性良好、中等、較差、無效5個等級，并給出評語(表1).

表1 升金湖濕地保護有效性分級

3 結(jié)果

3.1 濕地保護有效性指標(biāo)權(quán)重

升金湖濕地保護有效性指標(biāo)體系(表2)中，壓力指標(biāo)準(zhǔn)則層，人為壓力指數(shù)二級指標(biāo)權(quán)重大小排序為：圍墾面積>放牧面積>道路網(wǎng)密度>圍壩面積>圍網(wǎng)面積>人口密度；狀態(tài)指標(biāo)準(zhǔn)則層，生態(tài)結(jié)構(gòu)指數(shù)二級指標(biāo)中，湖泊面積權(quán)重最高，灘涂面積次之，河流、草本沼澤、庫塘面積權(quán)重相等且高于耕地與建設(shè)用地面積，耕地與建設(shè)用地面積權(quán)重相等，濕地生態(tài)系統(tǒng)中湖泊最為重要，其次是灘涂；響應(yīng)指標(biāo)準(zhǔn)則層，自然響應(yīng)指標(biāo)的斑塊數(shù)與人為響應(yīng)指標(biāo)的濕地保護強度權(quán)重相等.

表2 升金湖濕地保護有效性評價指標(biāo)體系及權(quán)重*

3.2 濕地壓力

3.2.1 人口密度分布 以行政村為單元得到升金湖人口密度格網(wǎng)化處理后如圖2所示. 升金湖濕地人口密度空間差異明顯，西北部湖濱村、姜東村人口密度30年間均高于其他區(qū)域，東南側(cè)東湖村、土橋村30年間人口密度明顯增加，涉及的濕地格網(wǎng)單元較多. 西北部康橋村、湖濱村部分格網(wǎng)30年間人口密度由300人/km2增加到500人/km2，金山村、聯(lián)合村部分格網(wǎng)人口密度30年間維持在300～500人/km2，密豐村、長安村人口密度由50～100人/km2增加到100～200人/km2，東湖村、六聯(lián)村、沉團村部分格網(wǎng)人口密度由50人/km2增加到200～300人/km2，塘和村、白聯(lián)村、聯(lián)盟村人口密度由50人/km2增加到100～200人/km2，火花村人口密度由50人/km2增加到300人/km2，下湖南側(cè)的白石村、湖光村、坦埠村等地人口密度30年間均為100人/km2左右，下湖北側(cè)的新華村、新豐圩村、牛頭山村部分單元人口密度由20人/km2增加到200～300人/km2，長豐居委會人口密度由20人/km2增加到300～400人/km2.

圖2 升金湖濕地人口密度分布(1989-2019年)Fig.2 Distribution of population density at Lake Shengjin (1989-2019)

將行政村人口數(shù)據(jù)按面積比重法，加權(quán)求和得到功能區(qū)人口密度(表3). 30年間升金湖核心區(qū)人口密度均為0人/km2，緩沖區(qū)人口密度由67人/km2增長到332人/km2，實驗區(qū)人口密度由102人/km2增長到517人/km2，30年間緩沖區(qū)與實驗區(qū)人口均增長約5倍.

表3 升金湖濕地功能區(qū)人口密度

3.2.2 道路密度分布狀況 2018年12月-2019年3月枯水期的實地調(diào)查結(jié)果顯示，升金湖濕地存在的道路有G50高速公路、G318國道、X015縣道、村村通公路、沿湖堤壩土路等5種不同級別的道路. 格網(wǎng)化得到道路密度(圖3)，30年間道路密度變化最大主要集中在中湖康橋村、沉團村、下湖上高村、牛頭山村，其中道路密度最大的為上高村、六聯(lián)村. 2009-2019年，新軍村道路密度明顯增加. 道路密度較低的格網(wǎng)單元零散分布于塘和村、白聯(lián)村、聯(lián)盟村、新豐圩村、和平村等地. 上湖東湖村、六聯(lián)村在30年間均處于較高水平，道路以人行堤壩路為主.

在功能區(qū)單元尺度上，道路密度為實驗區(qū)>緩沖區(qū)>核心區(qū). 1989年實驗區(qū)僅有G318國道穿過上高村的一段在內(nèi)，緩沖區(qū)內(nèi)均為人行堤壩土路；1999年新增了位于核心區(qū)的X015縣道(1995年修建)及下湖緩沖區(qū)的人行堤壩路；2009年，增加了下湖實驗區(qū)的村村通公路及下湖核心區(qū)與上湖實驗區(qū)的人行堤壩路；2019年的新增道路為核心區(qū)邊緣正在修建的新軍村到湖濱村的公路、上湖六聯(lián)村沿黃湓河道路. 2019年人行堤壩路較多，且位于緩沖區(qū)，核心區(qū)內(nèi)道路有X015縣道小路嘴大橋，實驗區(qū)有多條村村通公路與G318國道. 30年間升金湖整體道路密度增加，主要是緩沖區(qū)的人行堤壩路.

圖3 升金湖濕地格網(wǎng)單元道路密度(1989-2019年)Fig.3 Road density of gird units at Lake Shengjin (1989-2019)

3.2.3 圍墾、圍網(wǎng)、圍壩及放牧分布 1989-1999年，圍墾面積增加，1989年圍墾農(nóng)田主要分布在上湖東南側(cè)東湖村、復(fù)興圩、白密圩、五星圩，10年間圍墾面積增加約13 hm2，放牧面積增加241 hm2，放牧范圍由合壟-鳥灣溝向北擴散到白聯(lián)圩，圍壩面積增加1742 hm2；1999-2009年，圍墾面積增加512 hm2，放牧面積增加約476 hm2，圍網(wǎng)面積增加5796 hm2，圍壩面積減少1364 hm2；2009-2019年，圍墾面積減少，放牧面積減少，圍壩面積增多，2019年圍網(wǎng)面積顯著減少.

30年間圍墾主要分布在緩沖區(qū)，核心區(qū)最少，且近10年3個功能區(qū)均有下降趨勢；放牧主要分布在核心區(qū)與緩沖區(qū)，實驗區(qū)最少，且核心區(qū)有逐漸增加趨勢；圍壩主要在緩沖區(qū)，實驗區(qū)次之，核心區(qū)較少，在過去30年間，前10年圍壩面積增加較多，后20年間增長趨向于平緩；圍網(wǎng)主要分布在核心區(qū)，實驗區(qū)最少，且在研究年份中僅有2009年存在. 30年間圍墾、放牧、圍壩、圍網(wǎng)面積及分布見表4、圖4. 不同年份主要生態(tài)壓力因子不同，1989年主要生態(tài)壓力為圍墾，1999年為圍壩，2009年為圍網(wǎng)，2019年僅是原有的圍壩和圍墾.

表4 升金湖濕地圍墾、放牧、圍壩、圍網(wǎng)面積(1989-2019年)

圖4 升金湖濕地圍墾、放牧、圍壩、圍網(wǎng)分布(1989-2019年)Fig.4 Reclamation, grazing, dikes and purse seine distribution at Lake Shengjin (1989-2019)

圖5 升金湖濕地狀態(tài)等級比例變化 (1989-2019年)Fig.5 Level proportion changes of wetland state at Lake Shengjin (1989-2019)

3.3 濕地狀態(tài)變化

30年間升金湖濕地的狀態(tài)等級占比變化明顯，1989年濕地狀態(tài)等級為優(yōu)的格網(wǎng)單元占44.29%，其他4個等級均占10%以上，優(yōu)等水平占優(yōu)勢；1999年優(yōu)等水平降低到27.50%，仍占最大比例，但良、中等水平均達(dá)到20.00%以上；2009年等級為優(yōu)占21.79%，較差水平增加到36.79%，較差水平占優(yōu)勢；1999-2009年，良和中等水平部分轉(zhuǎn)化為較差水平；2019年等級為優(yōu)、良均占10.00%，中等下降到17.59%，較差下降到16.79%，差水平增加到45.71%，中等和較差水平大部分轉(zhuǎn)化為差(圖5).

從體現(xiàn)濕地生態(tài)結(jié)構(gòu)合理性的升金湖濕地狀態(tài)得分空間分布可以看出，30年間狀態(tài)變差的區(qū)域集中在上湖東南東湖村、六聯(lián)村和下湖北部鳳凰村、吳田、和平村等地(圖6).

圖6 升金湖濕地狀態(tài)變化(1989-2019年)Fig.6 Changes of wetland state in Lake Shengjin wetland (1989-2019)

在功能區(qū)單元尺度上，30年間升金湖濕地狀態(tài)指數(shù)變化見表5. 30年間核心區(qū)、緩沖區(qū)、實驗區(qū)3個功能區(qū)濕地狀態(tài)均呈下降趨勢. 同一年份核心區(qū)高于緩沖區(qū)與實驗區(qū)，但下降速度最快，實驗區(qū)則下降最慢. 1989年核心區(qū)狀態(tài)指數(shù)最高，2019年緩沖區(qū)最低.

表5 升金湖不同功能區(qū)狀態(tài)指數(shù)

3.4 濕地響應(yīng)狀況

1989-1999年，10年間升金湖濕地總體上破碎化程度加劇. 30年間大部分格網(wǎng)單元內(nèi)斑塊數(shù)增加，核心區(qū)斑塊由267個增加到651個，緩沖區(qū)由522個增加到621個，實驗區(qū)由574個增加到596個. 1989年康橋村破碎化不明顯，1999年之后破碎化較為嚴(yán)重；中湖沉團村1989-2019年生境斑塊經(jīng)歷了破碎化之后又恢復(fù)；2019年上湖聯(lián)盟村、楊峨頭破碎化有加重趨勢. 2009年之后中湖沉團村部分格網(wǎng)單元有所恢復(fù)，但整體上尚未恢復(fù)到1989年的水平. 30年間中湖破碎化情況較上湖和下湖輕，中湖連通性較好. 30年間濕地破碎化程度加劇，尤以上湖東南側(cè)、上湖東側(cè)聯(lián)盟村與下湖幾處最為嚴(yán)重，位于緩沖區(qū). 30年間破碎化趨勢為1989-1999年破碎化增加，1999-2009年繼續(xù)加重，近10年間有所緩解(圖7).

圖7 升金湖濕地網(wǎng)格單元斑塊數(shù)(1989-2019年)Fig.7 Patch numbers of grid units at Lake Shengjin (1989-2019)

升金湖濕地核心區(qū)保護強度最大，緩沖區(qū)次之，實驗區(qū)最弱. 人為響應(yīng)保護強度，上湖西側(cè)金山村、聯(lián)合村部分格網(wǎng)保護強度較低，上湖東南側(cè)長安村、東湖村、六聯(lián)村、土橋村、塘和村、西北側(cè)的湖濱村、中湖沉團村、東南側(cè)湖光村、白石村、坦埠村、鳳凰村及下湖東側(cè)唐田、吳田、姥山村、牛頭山村、長豐等部分格網(wǎng)單元保護強度較低，且主要分布在濕地邊緣，即緩沖區(qū)與實驗區(qū). 升金湖濕地大部分格網(wǎng)單元保護強度較高(圖8).

圖8 升金湖濕地網(wǎng)格單元保護強度Fig.8 Conservation strength in the grid units at Lake Shengjin wetland

圖9 升金湖濕地保護有效性等級比例變化 (1989-2019年)Fig.9 Level proportion changes of conservation effectiveness at Lake Shengjin wetland (1989-2019)

3.5 濕地保護有效性等級評價

30年間升金湖濕地保護有效性呈下降趨勢，等級變化明顯(圖9)，保護有效性下降區(qū)域集中在上湖東部(圖10). 1989-2019年保護非常有效等級由32.50%下降到11.07%，保護有效性較差等級由8.21%上升到21.43%，保護無效等級由3.57%上升到8.57%，1989年保護非常有效等級占比最高，(32.50%)，1999-2009年均為保護有效性良好等級占比最高(40.00%以上)，2019年保護有效性中等等級占比最高(40.36%). 30年間保護有效性中等等級均占較高比例，保護無效等級均占比最低.

圖10 升金湖濕地保護有效性變化(1989-2019年)Fig.10 Conservation effectiveness changes in Lake Shengjin wetland(1989-2019)

30年間升金湖3個功能區(qū)保護有效性得分均呈下降趨勢. 同一年份，保護有效性得分為核心區(qū)>緩沖區(qū)>實驗區(qū)，前10年下降速度較快，后20年逐漸變緩. 核心區(qū)保護有效性得分下降最快. 1989年核心區(qū)保護有效性得分最高，2019年實驗區(qū)保護有效性得分最低(表6).

表6 升金湖功能區(qū)保護有效性得分及等級

4 討論

4.1 濕地保護有效性時空變化

30年間升金湖濕地保護有效性處于下降趨勢，前20年下降速度較快，后10年變緩，下降的區(qū)域主要集中分布在上湖東部東湖村、六聯(lián)村，位于緩沖區(qū)，主要生態(tài)壓力為圍墾. 本研究結(jié)果表明，30年間升金湖濕地保護有效性下降，與前人研究30年間升金湖由健康轉(zhuǎn)變?yōu)閬喗】禒顟B(tài)[14]、景觀生態(tài)風(fēng)險增強的研究結(jié)果一致[13,28]. 前20年非常有效等級下降較快，后10年下降速率變緩，與湖北沉湖濕地退化過程類似[29]，也與全國自然濕地轉(zhuǎn)變?yōu)槿斯竦氐那捌谒俾瘦^快、后期濕地?fù)p失速率變緩趨勢相同[30]. 30年間升金湖濕地保護有效性中等程度增加，表明部分格網(wǎng)在逐漸恢復(fù). 研究發(fā)現(xiàn)在升金湖開展的水生植被恢復(fù)工程取得了一定成效，通過人工干預(yù)促進(jìn)水生植被恢復(fù)，增加了濕地水鳥多樣性[31]，但目前濕地整體狀況尚未恢復(fù)到1980s末期的水平. 隨著濕地保護力度和意識的加強，全國范圍內(nèi)實施濕地保護政策后，濕地?fù)p失速率明顯減緩，但各地保護效果不一，均存在不同程度影響濕地保護目標(biāo)實現(xiàn)的人為因素[1]，這些人為因素可能與當(dāng)?shù)卣吆徒?jīng)濟發(fā)展有關(guān)[32].

4.2 濕地保護有效性影響因素分析

影響濕地保護有效性的指標(biāo)中，壓力指標(biāo)層面，以圍墾、放牧、破碎化、保護強度、道路網(wǎng)影響較大，壓力因子中權(quán)重最大的為圍墾. 道路網(wǎng)作為建設(shè)用地的一部分割裂了聯(lián)通的景觀，使得破碎化加劇[33]，人口密度權(quán)重小是因為本研究范圍內(nèi)常年有水部分占多數(shù)，該部分區(qū)域無常住居民. 不同時期主要生態(tài)壓力因子不同，1989年為圍墾，1999年是圍壩，2009年是圍網(wǎng)，2019年因圍網(wǎng)全部拆除后主要生態(tài)壓力是原有的圍墾和圍壩.

圍墾是影響濕地保護有效性的最重要因素. 1970s，為滿足糧食需求，在東北濕地區(qū)、長江中下游濕地區(qū)等全國范圍內(nèi)存在大規(guī)模圍湖造田活動[29,34]. 有研究表明升金湖1980s前處于低營養(yǎng)狀態(tài)，營養(yǎng)狀態(tài)增加與濕地圍墾和大量使用化肥有關(guān)[11]. 長江中下游大規(guī)模濕地圍墾影響濕地生態(tài)系統(tǒng)正常的水文節(jié)律，造成1998年洪水災(zāi)害，威脅人類生命安全，隨后全國各地開展退耕還濕，退耕后濕地生態(tài)過程逐步得到恢復(fù)[35]，圍墾壓力已經(jīng)得到部分緩解.

圍網(wǎng)在本研究中權(quán)重偏小，與選取的目標(biāo)年份有關(guān). 1990s以來，長江中下游開始興起湖泊水面圍網(wǎng)養(yǎng)殖，升金湖1995年開始在上湖養(yǎng)殖草食性魚類和中華絨螯蟹，2002年轉(zhuǎn)向高密度水產(chǎn)養(yǎng)殖，2006年中、下湖開始高密度圍網(wǎng)養(yǎng)殖，中、下湖湖面幾乎全被圍網(wǎng)分割. 2018年初升金湖保護區(qū)管理局將湖區(qū)所有圍網(wǎng)全部拆除[21]，圍網(wǎng)生態(tài)壓力驟減，但已有的圍壩和圍墾問題仍沒有得到充分解決. 圍網(wǎng)帶來經(jīng)濟收入的同時，對魚類物種多樣性造成不可逆轉(zhuǎn)的影響[36]，湖泊濕地資源被過度利用，投喂餌料對湖泊水質(zhì)造成不良影響，水體富營養(yǎng)化問題開始顯現(xiàn). 圍網(wǎng)拆除后，水生植被得以恢復(fù)[31].

30年間放牧面積總體增加，范圍由上湖塘和村合壟、鳥灣溝附近擴展到塘和村、白聯(lián)村、聯(lián)盟村沿黃湓河一線. 近10年放牧面積有所減少是由于鳥灣溝常年放牧，灘涂濕生植被物資源退化. 放牧導(dǎo)致了景觀破碎化[37]，適度放牧可能會加快植被生長[38]，但過度放牧降低了濕地土壤含水率[39]，從而影響濕地的涵養(yǎng)水能力，進(jìn)一步影響濕地碳匯功能[34].

30年間道路密度增加，以緩沖區(qū)的人行堤壩路為主，對于濕地保護有效性影響不大，但位于核心區(qū)的小路嘴大橋?qū)ι舷潞乃w連通性影響較大；作為必要的基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)的村村通公路位于實驗區(qū)，對濕地保護有效性影響不大.

狀態(tài)層指標(biāo)中，湖泊和灘涂的權(quán)重較大，兩者是構(gòu)成湖泊濕地生態(tài)系統(tǒng)的基本組成要素，河流、草本沼澤、庫塘次之，而耕地和建設(shè)用地則是濕地生態(tài)系統(tǒng)最不需要的類型，兩者對湖泊濕地造成負(fù)面影響，狀態(tài)層指標(biāo)權(quán)重與生態(tài)環(huán)境狀況評估技術(shù)規(guī)范中生境質(zhì)量指數(shù)[23]各指標(biāo)重要程度相當(dāng)，說明本研究結(jié)果較為可信. 狀態(tài)指數(shù)中1989年核心區(qū)得分最高，2019年緩沖區(qū)最低，是由緩沖區(qū)湖泊灘地被圍墾為耕地且耕地為負(fù)向指標(biāo)造成的. 響應(yīng)指標(biāo)層面，30年間湖泊的自然響應(yīng)指標(biāo)破碎化總體上加劇，原因可能是放牧、道路建設(shè)等人類活動造成景觀斑塊破碎、連通性減弱[33,37]. 保護有效性得分為1989年核心區(qū)最高，2019年實驗區(qū)最低. 雖然緩沖區(qū)2019年狀態(tài)指數(shù)低于實驗區(qū)，但保護有效性得分高于實驗區(qū)，是由于緩沖區(qū)保護強度高于實驗區(qū)，說明提高保護強度可以增加濕地保護有效性.

4.3 加強濕地保護有效性的建議

導(dǎo)致保護有效性下降的原因在于濕地生態(tài)系統(tǒng)受到的生態(tài)壓力增加，需要采取具體措施從而緩解壓力威脅. 對于緩解圍墾造成濕地退化的休耕、退耕等還濕措施的實施，在落實“退漁還濕”、“退養(yǎng)還濕”政策的同時，需要開展具體的生態(tài)補償方法和可替代生計的研究. 建議盡快開展?jié)竦貪裆参锓拍脸休d量的研究，確定濕地放牧量的合理閾值，以減緩放牧對濕地的威脅. 道路引起濕地景觀破碎化，使保護物種的棲息地碎片化，在建設(shè)道路時應(yīng)盡量避開濕地保護地. 長江大保護以來，湖泊湖區(qū)圍網(wǎng)全部拆除，需加強監(jiān)管，防止出現(xiàn)由于經(jīng)濟利益的驅(qū)使產(chǎn)生的圍網(wǎng)反彈現(xiàn)象，并將格網(wǎng)單元需要落實到具體的行政歸屬，設(shè)立網(wǎng)格長，建立持續(xù)常態(tài)化網(wǎng)格監(jiān)管體系. 加強對生態(tài)系統(tǒng)壓力因素的管控，提高保護強度. 對于生態(tài)壓力嚴(yán)重的格網(wǎng)單元，如上湖東湖村、六聯(lián)村的部分格網(wǎng)，劃分到相應(yīng)行政村，設(shè)立網(wǎng)格長對濕地開展巡護與監(jiān)管，及時上報存在的生態(tài)壓力與威脅濕地自然狀態(tài)和生態(tài)環(huán)境狀況的人為壓力因素.

5 結(jié)論與展望

30年間升金湖濕地保護有效性呈下降趨勢，前20年下降速度較快，后10年速度變緩，非常有效等級由1989年的32.50%下降到2019年的11.07%，保護無效等級由3.57%增加到8.57%，30年間保護有效性中等等級占較大比例，保護無效等級占最低比例. 從功能區(qū)單元來看，30年間3個功能區(qū)保護性有效性均下降，保護有效性為核心區(qū)>緩沖區(qū)>實驗區(qū). 保護有效性下降集中在上湖六聯(lián)村等區(qū)域，位于緩沖區(qū)，主要存在的生態(tài)壓力是圍墾.

影響濕地保護有效性的指標(biāo)中，圍墾為最大的壓力因子. 不同時期主要生態(tài)壓力不同，1989年為圍墾， 1999年為圍壩，2009年圍網(wǎng)較為突出，2019年原有的圍壩與圍墾仍繼續(xù)存在. 從生態(tài)壓力分布來看，圍墾耕地主要分布在上湖南側(cè)，圍網(wǎng)養(yǎng)殖主要在小路嘴大橋以下的中湖和下湖水位較深的區(qū)域. 從功能區(qū)單元來看，圍墾、圍壩主要分布在緩沖區(qū)，實驗區(qū)次之，圍網(wǎng)主要分布在核心區(qū)，放牧在緩沖區(qū)與核心區(qū)均有分布. 從行政單元看，長安村、東湖村、六聯(lián)村、塘和村等行政村的保護有效性較低.

為提高升金湖濕地保護有效性，建議針對生態(tài)壓力因子的特點，開展相應(yīng)的監(jiān)管措施，加強以格網(wǎng)為單元的詳細(xì)監(jiān)測，并將格網(wǎng)監(jiān)測管理單元落實到行政單元，構(gòu)建濕地網(wǎng)格化監(jiān)管平臺，建立時效性、常態(tài)化的濕地管理系統(tǒng)，通過湖長制、河長制、林長制加強濕地屬地管理，開展社區(qū)共管，管控生態(tài)壓力，明確責(zé)任歸屬.

對于本文研究結(jié)果需補充說明兩點：由于湖泊濕地可達(dá)性，格網(wǎng)單元的生態(tài)壓力因子并不能夠完全涉及，由此造成地壓力分析結(jié)果可能偏低；另外，由于歷史數(shù)據(jù)缺乏，某些指標(biāo)時間上的對比性不足，造成評價指標(biāo)的選取不夠全面. 后續(xù)研究將考慮這些問題并加以完善.

致謝：感謝安徽升金湖國家級自然保護區(qū)管理局工作人員及周邊居民在實地調(diào)查過程中給予的支持與幫助.