陳海珍，石鐵柱，鄔國鋒

(1:武漢大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，武漢430079)

(2:深圳大學(xué)海岸帶地理環(huán)境監(jiān)測國家測繪地理信息局重點(diǎn)實驗室＆深圳大學(xué)空間信息智能感知與服務(wù)深圳市重點(diǎn)實驗室＆深圳大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，深圳518060)

城市湖泊是重要的城市水體形態(tài)，在抵御洪水、調(diào)節(jié)徑流、改善氣候、維持生態(tài)平衡等方面都承擔(dān)著重要的功能.湖泊是武漢市重要的城市名片之一［1］.武漢市地勢低洼，雨量充沛，且季節(jié)分配不均勻;但湖區(qū)自然地理條件決定了武漢市湖泊多為淺水型湖泊［2］，生態(tài)環(huán)境較脆弱，極易受到外界的干擾與影響.自1973年以來，由于武漢城市圈經(jīng)濟(jì)飛速發(fā)展、人口顯著增長、湖泊的不合理開發(fā)和過度利用以及湖泊的自然演化等因素，武漢湖泊景觀結(jié)構(gòu)發(fā)生了巨大的變化，生態(tài)環(huán)境遭受嚴(yán)重破壞.這些變化和破壞影響了湖泊調(diào)蓄功能，進(jìn)而影響到武漢周邊地區(qū)小氣候的變化，帶來諸多環(huán)境和生態(tài)問題［3-4］.研究武漢湖泊長期的時空動態(tài)變化，對湖泊生態(tài)環(huán)境改善和湖區(qū)經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展意義重大.

遙感衛(wèi)星影像為研究長時間序列的湖泊時空變化提供了良好的數(shù)據(jù)源，地理信息系統(tǒng)(GIS)作為重要工具廣泛應(yīng)用于湖泊和濕地的研究中［5］.武漢市湖泊屬于江漢湖區(qū)的重要組成部分，國內(nèi)外對江漢湖區(qū)的動態(tài)變化研究較多，主要是應(yīng)用遙感和GIS技術(shù)，結(jié)合歷史數(shù)據(jù)和土地利用圖，研究湖泊數(shù)量和面積的長期變化趨勢以及政策和人為干擾的影響［6-8］.但國內(nèi)外對武漢市湖泊的研究還較少，主要是對典型湖泊，如東湖的富營養(yǎng)化、大型植物以及金屬污染的研究［9-11］，武漢市濕地景觀格局及其演化相關(guān)研究［12-13］等.但總體而言，對武漢市湖泊的時空動態(tài)變化，尤其是從景觀角度出發(fā)、比較系統(tǒng)的研究仍較少.

景觀格局是指景觀的空間格局，是大小、形狀、屬性不一的斑塊在空間上的分布與組合規(guī)律［14］.景觀格局分析廣泛應(yīng)用于森林生態(tài)系統(tǒng)、土地利用演變等方面的研究［15-16］;近幾十年來，從景觀角度分析溪流和河流水系的演變也表現(xiàn)出極大潛力［17-21］.湖區(qū)總體演變體現(xiàn)在湖泊大小、形狀和湖群空間格局變化，所以從景觀角度出發(fā)分析湖泊動態(tài)變化也具有很大優(yōu)勢.景觀指數(shù)是指能高度濃縮景觀格局信息，反映其結(jié)構(gòu)組成和空間配置某些方面特征的定量指標(biāo)［14，22］，是研究景觀格局變化的重要工具.1950年以來，國內(nèi)外學(xué)者提出眾多景觀指數(shù)［23］.從不同水平和尺度角度，這些景觀指數(shù)可分為3大類:斑塊水平景觀指數(shù)、斑塊類型水平指數(shù)以及景觀水平指數(shù)［14］.根據(jù)其計算公式又可劃分為:信息論類型、面積周長比類型、簡單統(tǒng)計學(xué)指標(biāo)類型、空間相鄰或自相關(guān)類型以及分維類型等［14］.由于景觀指數(shù)間的相關(guān)性很高，故選取適宜的景觀指數(shù)，避免信息冗余是利用景觀指數(shù)研究景觀動態(tài)變化的第一步.

結(jié)合遙感和GIS技術(shù)，從景觀角度出發(fā)利用景觀指數(shù)定量分析研究大范圍湖區(qū)的時空動態(tài)變化具有較大優(yōu)勢.本文基于9景遙感影像進(jìn)行湖泊提取，選取景觀指數(shù)，旨在從景觀角度分析武漢市主要湖泊1973-2013年近40年的動態(tài)變化.

1 研究區(qū)概況

武漢市(29°58'～31°22'N，113°41'～115°05'E)位于湖北省東部、長江和漢水的交匯處，是湖北省政治、經(jīng)濟(jì)、文化中心，有“九省通衢”的美稱.武漢地形屬于殘丘性河湖沖積平原，地勢平坦低洼，以平原為主，中部散列東西向殘丘;氣候?qū)俦眮啛釒Ъ撅L(fēng)濕潤氣候，冬冷夏熱，常年雨量充沛，雨熱同期，年降水量為1050～1200 mm，降水多集中在6 -8月，約占全年降水量的40%［24］.武漢市共有13個市轄區(qū)，包括7個主城區(qū)(江漢、江岸、硚口、漢陽、武昌、青山、洪山)以及6個遠(yuǎn)城區(qū)(蔡甸、江夏、黃陂、新洲、東西湖、漢南).由于影像覆蓋區(qū)域限制，本研究不考慮黃陂和新洲這2個遠(yuǎn)城區(qū).武漢市的行政區(qū)劃范圍在40年內(nèi)沒有較大變動.主城區(qū)中，洪山區(qū)在1987年建制確定，郊區(qū)1980年后行政區(qū)劃范圍沒有變動.本文以1987年以后的武漢市行政區(qū)劃范圍為準(zhǔn).考慮到武漢市行政邊界上的大型湖泊(梁子湖、斧頭湖)的完整性，研究區(qū)擴(kuò)展到鄂州梁子湖區(qū)，咸寧市西北部分地區(qū)和嘉魚市的東部斧頭湖區(qū).

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 Landsat影像

本研究使用1973 -2013年8 -11月9景覆蓋研究區(qū)的Landsat影像，平均年際間隔約為4年，影像具體信息如表1所示.

基于ENVI軟件，對影像進(jìn)行了如下預(yù)處理:(1)采用多項式法進(jìn)行相對幾何精校正，誤差控制在1個象元內(nèi);(2)采用雙線性內(nèi)插法進(jìn)行重采樣，將空間分辨率為79 m和30 m的MSS和TM，OLI影像分別重采樣為50 m;(3)以2013年影像為標(biāo)準(zhǔn)，采用直方圖匹配方法，調(diào)節(jié)其余影像的色調(diào)與反差，以降低色調(diào)與色差對目視解譯的干擾;(4)根據(jù)研究區(qū)進(jìn)行掩膜裁剪，獲得研究區(qū)的影像.

2.2 水體提取和目視解譯

遙感影像分類精度勢必會對后續(xù)的景觀指數(shù)計算有重大影響［25］.一般來說，簡單的分類體系(更少的類別)會有更高的分類精度［25］，如水陸的二元分類，甚至可以達(dá)到95%的分類精度［26］.故本文也僅采用水陸二元分類進(jìn)行湖泊提取.

水體具有獨(dú)特的光譜反射特征，在近紅外及更長波段的吸收率高，因此Landsat MSS、Landsat 8 OLI和Landsat 5 TM的近紅外波段可以用于水體的提取;但水體組分的不同會導(dǎo)致水體反射率的變化，同時，淺水水體底部物質(zhì)也會影響其反射率［27］.由于受到人為和周圍環(huán)境的影響，城市淺水湖泊的水體成分復(fù)雜，僅使用波段閾值法或(非)監(jiān)督分類的誤差較大.故本文首先采用近紅外波段設(shè)定閾值得到水陸二元影像［26］，進(jìn)而結(jié)合目視解譯來提取湖泊水體.由于影像精度的限制以及目視解譯的精度限制，本研究中僅提?。?.1 km2(采樣后的40個像素大小)的湖泊.具體方法為:首先利用ENVI軟件選取近紅外波段設(shè)定直方圖閾值，進(jìn)行水體提取，然后以二值化影像為參考影像，利用ArcGIS對影像進(jìn)行目視解譯，盡量消除因水體富營養(yǎng)化等原因而錯漏的湖泊，交互提取湖泊矢量圖層.

2.3 景觀指數(shù)選取

本研究中僅分為湖泊和非湖泊兩類，所以應(yīng)選取斑塊水平景觀指數(shù);同時，景觀指數(shù)的選取還需考慮指數(shù)與景觀的生態(tài)過程的聯(lián)系，所以應(yīng)選取適宜描述湖泊動態(tài)變化的指數(shù).經(jīng)綜合考慮，斑塊數(shù)量、邊界長度、斑塊面積、面積周長比、斑塊形狀指數(shù)、分維數(shù)等方面共15個景觀結(jié)構(gòu)指數(shù)可用于湖泊景觀動態(tài)變化的描述(表2).

本文使用Matlab軟件進(jìn)行指標(biāo)計算.雖然景觀指數(shù)數(shù)目繁多，但同類型指數(shù)之間的相關(guān)性往往很高，因此采用更多的指數(shù)不能表示更多的信息.當(dāng)變量較多且變量相關(guān)性較大的情況下，常常需要通過選取幾個不相關(guān)的主成分反映原變量的信息量以達(dá)到降維目的［22］.主成分分析法是常用的一種簡化數(shù)據(jù)結(jié)構(gòu)、選擇變量子集分析方法.本文利用SPSS統(tǒng)計軟件進(jìn)行主成分分析，計算主成分的矩陣負(fù)載.矩陣負(fù)載可用來表征原變量屬性對主成分的負(fù)荷量也可叫做權(quán)重，反映各變量對各主成分的重要性.

3 結(jié)果

3.1 湖泊提取

從1973 -2013年的9幅影像解譯結(jié)果(圖1)可以觀察到，武漢湖泊的面積和數(shù)量都有明顯變化.1973年湖泊總面積為983.29 km2，到2013年僅為647.47 km2，減少近35%.湖泊面積變化經(jīng)歷了3個階段:1973 -1979年間湖泊面積急劇減小，減小超過300 km2，萎縮近30%;1980s以后，湖泊面積有所回升，到1996年達(dá)到755.34 km2;此后又以較低速率有波動地減少(圖2).

斑塊是構(gòu)成景觀的基本單元，斑塊數(shù)量的變化也在很大程度上反映景觀格局的變化.40年間，研究區(qū)中湖泊斑塊數(shù)量也有較大波動(圖3)，經(jīng)歷了3個階段:(1)1970s至1980s中期(1973 -1984年間)，湖泊斑塊數(shù)量急劇增加，從1973年的69個增加到1984年的109個;(2)1990s后，湖泊斑塊數(shù)量持續(xù)減少，到1996年剩余89個;(3)此后以每年約1個湖泊斑塊數(shù)量的速率緩慢增加，2013年湖泊斑塊數(shù)量又達(dá)到109個.在湖泊斑塊數(shù)量變化的同時，湖泊大小分布也有明顯的變化(圖3):前30年間，＜1 km2的湖泊斑塊數(shù)量明顯增加，從1973年的35個增加到1990年的61個，此后先減小后緩慢增加;在1970s初期＞50 km2的大型湖泊有4個，不到10年后僅余2個，1996年和2003年大型湖泊恢復(fù)到3個，但2006年后又僅余2個;1～10 km2和10～50 km2的湖泊斑塊數(shù)量都經(jīng)歷了先增加后減少的階段.

表2 文中使用的15個景觀指數(shù)及其公式［28］*Tab.2 15 landscape matrices and the formula used in this paper

結(jié)合湖泊總面積和湖泊斑塊數(shù)量變化，計算湖泊總面積變化趨勢與湖泊斑塊數(shù)量變化趨勢的相關(guān)性，得到Pearson相關(guān)性指數(shù)為－0.73，在0.05水平上呈顯著負(fù)相關(guān).

圖1 基于Landsat影像的1973 -2013年武漢湖泊提取結(jié)果Fig.1 Lakes of Wuhan from 1973 to 2013 extracted from Landsat images

圖2 1973 -2013年武漢市湖泊總面積變化Fig.2 The change of total area of lakes in Wuhan City from 1973 to 2013

圖3 1973 -2013年武漢市湖泊斑塊數(shù)量分布Fig.3 Distribution of the number of lakes patches in Wuhan City from 1973 to 2013

表3 主成分分析結(jié)果Tab.3 The result of principal component analysis

3.2 景觀空間結(jié)構(gòu)指標(biāo)

用主成分分析法對相關(guān)矩陣進(jìn)行分析，前3個主成分的累積方差可以達(dá)到93.072%，達(dá)到表達(dá)85%以上景觀信息的要求.第一主成分反映斑塊面積，主要由PSSD和MPS所決定;第二主成分反映斑塊面積變化和邊界密度，主要由PSCV和ED所決定，結(jié)合指標(biāo)公式可以得知PSCV直接可以由PSSD與MPS算出，故不選用PSCV，故第二主成分主要反映邊界信息;第三主成分反映斑塊分維數(shù)，主要由MPFD所決定(表3).

本研究中選取具有最大相關(guān)性的4個景觀結(jié)構(gòu)指數(shù)來表達(dá)3個主成分，分別是平均斑塊面積、斑塊面積標(biāo)準(zhǔn)差、邊界密度和平均斑塊分維數(shù).

3.3 景觀動態(tài)變化

3.3.1 MPS和PSSD動態(tài)變化 從 MPS變化來看，武漢市湖泊1970s的變化最為劇烈，MPS在6年間減少近一半;減少趨勢直到1980s中期才停止，1990s后有緩慢回升;此后又以較低速率降低.PSSD變化趨勢與MPS變化趨勢基本一致，湖泊斑塊面積大小趨同(圖4).

3.3.2 ED變化 從ED變化來看，武漢市湖泊1970s變化最為劇烈，由1973年的近3300 m/km2減少至1979年的約2100 m/km2;1980s至1990s有緩慢上升趨勢，至1990s初回升至近2400 m/km2，而后又以較低速率降低，降至2003年的2200 m/km2;之后有波動地緩慢上升.總體而言，1970s驟減近1/3，此后變化幅度明顯減小，在2100～2500 m/km2間波動變化(圖4).

3.3.3 MPFD變化 1970s至21世紀(jì)初MPFD呈下降趨勢，具體可分為4個階段:1970s和1990s減小速率較快，1980s緩慢減小，21世紀(jì)后以較快速率增加.總體而言，分維數(shù)下降趨勢劇烈，湖泊邊界變得更為簡單和規(guī)則，進(jìn)入21世紀(jì)后情況有所好轉(zhuǎn)(圖4).

圖4 1973 -2013年武漢市湖泊景觀平均斑塊面積、斑塊面積標(biāo)準(zhǔn)差、邊界密度和平均斑塊分維數(shù)變化Fig.4 Changes of mean patch size，standard deviation of patch size，edge density，mean patch fractal dimension number of lake landscape in Wuhan City from 1973 to 2013

4 討論

4.1 分類精度討論

遙感影像的分類精度評估對于研究的可信度意義重大.分類精度評估主要采用的方法有3種［29］:結(jié)合實地調(diào)查、高分辨率影像檢驗低分辨率影像的分類和以目視解譯為真實信息對隨機(jī)生成點(diǎn)經(jīng)過目視解譯.然而，遙感影像，尤其是歷史時間序列的影像，獲取研究區(qū)實時實地信息極為困難;獲取對應(yīng)時間的高分辨率影像也存在很大困難;通過隨機(jī)點(diǎn)目視解譯判讀的方法可以計算相應(yīng)的誤差矩陣，進(jìn)行精度分析，但這是假設(shè)目視解譯的正確率為100%，事實上并非如此，而是受解譯者的經(jīng)驗背景和判讀水平等因素影響.所以時間序列遙感影像的分類精度評估只能退而求其次，用置信水平來評判分類精度［30-33］.水體的光譜特性較為明顯，在紅外波段吸收率很高，與其他地物光譜特性具有很大區(qū)分度.因此，近紅外波段廣泛用于水體分類和提?。?4］，且分類精度較高，普遍高于 85%［26，35-39］，已經(jīng)達(dá)到分類精度要求［40］.此外，本研究在近紅外波段直方圖閾值法的基礎(chǔ)上，結(jié)合了目視解譯，理論上精度會有相應(yīng)提高，故有理由相信本研究中湖泊提取的精度達(dá)到分析使用的要求.

4.2 景觀格局動態(tài)變化及原因分析

結(jié)合湖泊面積、湖泊斑塊數(shù)量以及4個景觀指數(shù)的動態(tài)變化可以看出，1973 -2013年這40年間武漢市湖泊變化經(jīng)歷了4個大的階段:

1)197 0s期間，湖泊總面積、MPS和PSSD急劇減小，湖泊斑塊數(shù)量(尤其是小型湖泊)劇烈增加，ED和MPFD劇烈減小.湖泊總面積與湖泊斑塊數(shù)量呈顯著負(fù)相關(guān)(r=－0.73，P＜0.05)，可以推斷湖泊的變化主要體現(xiàn)在大湖破碎、小湖數(shù)量上升.探究其原因，主要是由于圍湖造田.圍湖墾殖、垸田發(fā)展自古有之，但程度較輕，且隨大洪水的發(fā)生，農(nóng)田被淹，垸田復(fù)湖.自新中國成立至1970s，在“以糧為綱”政策的指導(dǎo)下，掀起圍湖墾殖高潮［8］，湖泊面積和邊界都發(fā)生巨大變化，湖泊在衰退和消亡的過程中邊界逐漸規(guī)則，形狀日趨簡單.

2)198 0s期間，政策導(dǎo)向發(fā)生改變，圍湖墾殖的現(xiàn)象基本杜絕，但大湖破碎、小湖數(shù)量上升的趨勢仍然持續(xù)到1980s中期.究其原因，主要是經(jīng)過前10年的巨變，湖泊圍墾和大湖破碎大大降低湖泊的自我調(diào)節(jié)能力，政策改變后，湖泊萎縮和破碎的趨勢尚不能迅速回轉(zhuǎn).1980s中期后，退田還湖政策有較明顯效果，湖泊總面積有了較大回升.

3)199 0s期間，中小型湖泊數(shù)量減少，ED和MPFD下降幅度較大，1996年湖泊總面積大幅回升;主要是因為當(dāng)年大澇，淺水型湖泊的水面面積很大程度上受到降水量的影響.但是從湖泊數(shù)量、ED和MPFD的變化上可以推斷出該時段的湖泊變化主要體現(xiàn)在中型湖泊破碎或萎縮、小型湖泊消亡，湖泊邊界更為規(guī)整，對湖泊開發(fā)的力度仍然很大.這主要是因為隨著武漢城市經(jīng)濟(jì)發(fā)展，人口繼續(xù)增長，城市建設(shè)用地緊張;同時，漁業(yè)發(fā)展需要較大力度地湖泊開發(fā)利用.

4)進(jìn)入21世紀(jì)后，湖泊斑塊數(shù)量持續(xù)緩慢增加，但湖泊總面積呈減少趨勢，故又有可能進(jìn)入一輪大湖萎縮或破碎、小湖增加的階段.圍湖墾殖、填湖造房，加之天然或環(huán)境破壞造成的湖泊淤積，使得湖泊水面面積逐漸減小.即使在“退田還湖”政策實施后，多數(shù)圍墾的湖泊并非退成天然湖泊，而是改造成精養(yǎng)魚池、藕田或庫塘.

4.3 選取指標(biāo)的合理性分析

迄今為止，上百種景觀指數(shù)可供使用，大多數(shù)指數(shù)都有很高的相關(guān)性，這帶來一個問題就是使用景觀指數(shù)進(jìn)行定量分析前需要進(jìn)行景觀指數(shù)的選取.目前選取的方法主要有2種［25］:(1)根據(jù)經(jīng)驗或具體的研究對象進(jìn)行選?。?1］;(2)通過主成分分析、因子分析或其他多變量化簡方法進(jìn)行選?。?2，42-43］.經(jīng)驗選取具有較大主觀性，故本文結(jié)合經(jīng)驗選取和主成分分析法進(jìn)行選取.即，首先選擇可以用作衡量變化的15個景觀指數(shù)，然后對這些指數(shù)進(jìn)行主成分分析，最終選取出4個指數(shù):MPS、PSSD、ED和MPFD.根據(jù)其計算公式又可以將4個指標(biāo)可以歸類為3種:面積相關(guān)、周長相關(guān)以及分維數(shù).

湖泊水面面積是湖泊功能實現(xiàn)的最基本要素.湖泊總面積、MPS、PSSD的變化可以較為全面地描述湖泊面積的變化以及湖群中大小湖泊面積分布的變化.斑塊數(shù)量和ED可以側(cè)面體現(xiàn)湖泊的破碎化程度.天然湖泊的幾何形狀偏離歐幾里得幾何形狀，分維數(shù)較大，若由于人為因素的影響，邊界逐漸規(guī)則，則分維數(shù)會降低.武漢湖泊多為淺水型湖泊，極易由于淤積和人為圍墾而改變湖泊水域的邊界形狀，分維數(shù)的變化速率也可以間接體現(xiàn)出對湖泊開發(fā)利用的力度.總體而言，這些參數(shù)結(jié)合斑塊數(shù)量和湖泊總面積，可以較好地反映湖泊景觀動態(tài)變化.

4.4 武漢市湖泊與江漢湖群變化的對比分析

武漢市湖泊是江漢湖群的重要組成部分.江漢湖群湖泊研究表明，江漢湖群湖泊與武漢市湖泊變化都是按照大湖破碎成小湖，小湖逐漸走向人工或自然衰退而消亡的軌跡演化，最后消失［44-45］.利用遙感和GIS技術(shù)手段，也有學(xué)者對江漢湖群湖泊的演化定量研究［8，44，46］，發(fā)現(xiàn)從數(shù)量上分析，江漢湖群湖泊數(shù)量于1970s迅速減少，1980s上升，1990s先呈下降之勢后又略有上升.從湖泊面積上分析，1950s--1970s湖泊面積急劇減小，1980s后湖泊面積有波動地略微增加.對比武漢市湖泊的數(shù)量和面積變化以及演化趨勢可以發(fā)現(xiàn)，武漢市湖泊的變化體現(xiàn)了江漢湖群變化的大體趨勢，同時由于城市湖泊受到城市發(fā)展和人類活動的影響更大且更為直接，武漢市湖泊變化又與江漢湖群變化不完全同步.1950s--1970s，江漢湖群湖泊由于圍湖造田，小型湖泊大量消亡，湖泊數(shù)量急劇減少，而1970s武漢市湖泊處于大湖破碎的階段，可見小湖遭到圍墾消亡發(fā)生時間較之江漢湖群湖泊更早，武漢人口密集發(fā)展快，人為干擾更為顯著，圍墾的進(jìn)度也更快［47］.1980s開始政策導(dǎo)向改變，江漢湖群的變化和武漢湖泊變化較為同步，可見圍墾力度和進(jìn)度雖然更大，湖泊衰退和消亡現(xiàn)象更為嚴(yán)重，但是武漢作為城市，對政策的貫徹和執(zhí)行力度更大，時間效率也更高［48］.

4.5 遙感在湖泊景觀研究的優(yōu)勢和發(fā)展前景

景觀空間格局的自然演變和社會人為干擾演變導(dǎo)致的空間格局變化長久以來都受到生態(tài)學(xué)家、湖泊學(xué)家、規(guī)劃師和管理者的關(guān)注［14］.而遙感和GIS技術(shù)在很大程度上改變和主導(dǎo)了生態(tài)學(xué)家對景觀生態(tài)的研究方式，并將持續(xù)有著重要的影響［5，25］.空間格局分析始于1970s，在幾十年內(nèi)發(fā)展迅速，從最初簡單的手動地圖疊加分析到現(xiàn)在結(jié)合GIS和影像處理軟件可以在幾分鐘內(nèi)自動計算上百種景觀格局指數(shù).遙感更是將研究者的視野從局部小區(qū)域擴(kuò)展到了大范圍、大尺度的景觀格局研究［22-23，28］.Landsat等衛(wèi)星影像廣泛使用，已成為景觀研究、環(huán)境科學(xué)研究的重要組成部分，同時高分辨率遙感影像(如IKONOS、Quick-Bird、SPOT等)使大范圍、大尺度景觀格局分析也可以達(dá)到很高的精度［49-50］.高分辨率遙感影像或航空影像的應(yīng)用對湖泊景觀研究勢必有重大推進(jìn)作用.

5 結(jié)論

從武漢市湖泊近40年的動態(tài)變化可以看出，城市內(nèi)湖泊，尤其淺水型湖泊，其演變受政策導(dǎo)向和經(jīng)濟(jì)驅(qū)動影響劇烈.武漢市湖泊在40年中經(jīng)歷巨大的變化:1970s主要受”圍湖造田”政策的影響，湖泊衰退和消亡現(xiàn)象嚴(yán)重;1980s政策導(dǎo)向改變，實行‘退田還湖’，湖泊開發(fā)有所緩解和改善;1990s后主要受經(jīng)濟(jì)驅(qū)動影響，湖泊萎縮和消亡有所緩解，但趨勢仍未改變.湖群數(shù)量和面積的減少，會嚴(yán)重地破壞湖區(qū)生態(tài)平衡，使水分涵容與調(diào)蓄能力大為降低，春旱夏澇頻度增加，局部地區(qū)災(zāi)害性天氣加劇，影響農(nóng)業(yè)增產(chǎn)和人民的生命財產(chǎn)安全.必須采取有效措施，加強(qiáng)湖泊的科學(xué)管理，注重綜合經(jīng)濟(jì)效益與生態(tài)效益，合理地開發(fā)利用，保護(hù)好湖泊自然資源.

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