馮君明,馮一凡,李 翅,*,呂 碩,馬俊杰

1 北京林業(yè)大學(xué)園林學(xué)院, 北京 100083 2 哈爾濱工業(yè)大學(xué)建筑學(xué)院,哈爾濱 150006

隨著人類活動的加劇以及土地覆被的變化,流域景觀格局發(fā)生快速改變,并威脅當(dāng)?shù)厣迟|(zhì)量[1]。生境質(zhì)量是生物多樣性維持能力的重要表征,體現(xiàn)了區(qū)域生態(tài)環(huán)境為生物提供生存條件的能力[2]。加強(qiáng)生境質(zhì)量評估可以在一定程度上掌握流域生態(tài)系統(tǒng)的優(yōu)劣情況,為區(qū)域可持續(xù)發(fā)展提供支撐。

長久以來,國內(nèi)外學(xué)者積極探索自然環(huán)境[3]、社會經(jīng)濟(jì)[4]、城市建設(shè)[5]等因素對生境質(zhì)量的影響。其中,自然因素對城市空間發(fā)展的約束力較強(qiáng)[3],使不同自然特征梯度之間的生境質(zhì)量存在較大差異。然而已有成果主要聚焦自然梯度等級與生境質(zhì)量的關(guān)系,對不同梯度分界下生境質(zhì)量與景觀格局的相關(guān)性研究較少。此外,目前常用的自然因子梯度劃分方式主要包括地形梯度和圈層梯度兩類[6],前者適合于地形起伏較大的丘陵山區(qū),對平原生境質(zhì)量解釋力較弱,后者聚焦個(gè)體城市或有中心聚集效應(yīng)的城市組團(tuán),難以作為流域城市/鎮(zhèn)帶梯度的劃分途徑。隨著河流生態(tài)系統(tǒng)理論體系的逐步完善,越來越多的學(xué)者認(rèn)識到河勢對流域研究的重要性[7]。河勢指河道水流的平面形式及變化趨勢,受地質(zhì)與氣候特征、來水來沙條件等自然因素和河床邊界等人為因素影響[8]。在河勢傳遞效應(yīng)影響下,上下游、左右岸、河段與流域之間存在互動關(guān)聯(lián)[7]。在河勢特征與生物多樣性的關(guān)系中,已有研究表明河床形態(tài)[9]、河岸類型[10]等均對河流生物多樣性產(chǎn)生影響。在河流生態(tài)系統(tǒng)與流域生態(tài)系統(tǒng)關(guān)系上,流域生態(tài)學(xué)[11]、生態(tài)水文學(xué)[12]等理念都將二者視為具有互動作用的整體。作為由水統(tǒng)一起來的水文單元[13],流域河流是支撐其生物多樣性的重要自然因素,河流的河勢特征也在一定程度上影響著兩岸流域地帶的生境狀況。立足河勢梯度視角梳理生境質(zhì)量與景觀格局耦合關(guān)系有助于進(jìn)一步探索流域生境質(zhì)量的驅(qū)動機(jī)制及內(nèi)在差異。

基于上述研究,本文將河勢特征作為流域生境質(zhì)量與景觀格局互動關(guān)系研究的空間梯度劃分依據(jù),并選擇黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)作為實(shí)證區(qū)域。黃河灘區(qū)指黃河下游寬河道段主河槽至兩側(cè)河堤之間的地帶[14],是全球候鳥遷徙通道的中心區(qū)域和生物多樣性分布的重要地段[15],但生態(tài)流量偏低、河口濕地萎縮等現(xiàn)狀也導(dǎo)致黃河灘區(qū)生態(tài)基址十分脆弱。2019年9月,黃河流域生態(tài)保護(hù)和高質(zhì)量發(fā)展戰(zhàn)略的提出[16],對黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生態(tài)環(huán)境與城鄉(xiāng)空間治理提出了新要求。然而在較長時(shí)間內(nèi),聚焦黃河灘區(qū)城鎮(zhèn)開展的生境質(zhì)量相關(guān)研究較少,已有成果主要圍繞黃河流域[17]、省域[18]或城市[19]尺度展開,并且在景觀格局與生境質(zhì)量關(guān)聯(lián)上,不同河段或城市/鎮(zhèn)也有不同的結(jié)論得出[19—20]。本文對2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量與景觀格局演變進(jìn)行分析,重點(diǎn)探討不同河勢特征分界下景觀格局與生境質(zhì)量的相關(guān)性。研究過程可以為流域生物多樣性研究提供新思路,研究結(jié)論也能為黃河下游地區(qū)土地資源的可持續(xù)利用與韌性發(fā)展提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

黃河灘區(qū)位于河南省北部和山東省西北部,河道長786 km[8],沿河地貌包括黃淮海平原、魯中丘陵與河口三角洲三種類型,整體地勢較為平坦,大部分屬溫帶大陸性季風(fēng)性氣候,年平均氣溫12—15℃,年平均降雨量630—700 mm[21]。本文選擇河南省和山東省15個(gè)地級市內(nèi)共62個(gè)黃河灘區(qū)沿河城區(qū)、縣與縣級市作為研究區(qū),具體包括10個(gè)中心城市城區(qū)、14個(gè)一級城鎮(zhèn)空間和38個(gè)二級城鎮(zhèn)空間,總面積約52052 km2,篩選過程與分類依據(jù)詳見課題組研究成果[22]。根據(jù)河道特性、河床邊界條件與小流域特點(diǎn)[23],將研究區(qū)劃分為4條總段、7條分段以及14個(gè)子研究區(qū),各區(qū)構(gòu)成及河勢、流域信息如圖1、表1所示。

表1 研究區(qū)信息表

圖1 研究區(qū)概況Fig.1 Overview of the research areaTU-1: 白鶴鎮(zhèn)-京廣鐵路大橋段左岸; TU-2: 白鶴鎮(zhèn)-京廣鐵路大橋段右岸; TU-3: 京廣鐵路大橋-東壩頭段左岸; TU-4: 京廣鐵路大橋-東壩頭段右岸; TU-5: 東壩頭-高村段左岸; TU-6: 東壩頭-高村段右岸; TR-1: 高村-陶城鋪段左岸; TR-2: 高村-陶城鋪段右岸; ME-1: 陶城鋪-玉符河黃河交叉口段左岸; ME-2: 陶城鋪-玉符河黃河交叉口段右岸; ME-3: 玉符河黃河交叉口-德大鐵路大橋段左岸; ME-4: 玉符河黃河交叉口-德大鐵路大橋段右岸; DE-1: 德大鐵路大橋-黃河口段左岸; DE-2: 德大鐵路大橋-黃河口段右岸

2 研究數(shù)據(jù)和方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

以中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)與數(shù)據(jù)中心(http://www.resdc.cn/)提供的河南省和山東省2000、2005、2010、2015、2020年30 m精度土地覆蓋數(shù)據(jù)為主要信息源(圖2)。在研究過程中,生境質(zhì)量評價(jià)采用國土資源部發(fā)布的《土地利用現(xiàn)狀分類》(GB/T 21010-2017)二級分類系統(tǒng)開展相關(guān)分析,景觀格局指數(shù)分析則將研究區(qū)域土地覆被類型按一級分類系統(tǒng)重分類為耕地、林地、草地、水域、已建成區(qū)和未利用地進(jìn)行分析。此外,為便于數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與表達(dá),本文以6 km×6 km為格網(wǎng)單元對研究區(qū)進(jìn)行劃分,共獲得1673個(gè)格網(wǎng),以此為基礎(chǔ)開展相關(guān)分析過程。

圖2 2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)土地覆蓋圖Fig.2 The map of land cover in the towns along the Yellow River floodplain from 2000 to 2020

2.2 研究方法

2.2.1InVEST模型生境質(zhì)量評估

InVEST(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade-offs)模型是由美國斯坦福大學(xué)自然資本項(xiàng)目平臺開發(fā),用于評估生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能量、支持生態(tài)系統(tǒng)管理決策的模型系統(tǒng),在國內(nèi)外使用頻繁,方法也相對成熟[3]。InVEST模型中的生境質(zhì)量模塊主要根據(jù)土地利用/覆蓋類型的敏感度,威脅因子的位置、威脅距離等計(jì)算生境質(zhì)量,分析原理及公式如文獻(xiàn)[24]所示。為使模型參數(shù)符合黃河灘區(qū)實(shí)際情況,本文依據(jù)黃河下游地區(qū)相關(guān)文獻(xiàn)[17, 19, 25]、現(xiàn)狀調(diào)查、專家意見與InVEST模型用戶手冊等,選擇威脅源因子并設(shè)定其影響距離、權(quán)重、敏感度等信息如表2—3所示。在分析過程中,將生境質(zhì)量按指數(shù)平均值大小劃分為4個(gè)等級(0.00—0.25、0.25—0.50、0.50—0.75、0.75—1.00)進(jìn)行表達(dá),分別對應(yīng)低等、中低等、中高等和高等生境質(zhì)量區(qū)。

表2 威脅因子參數(shù)信息

表3 各類型景觀對威脅因子的敏感度

2.2.2生境質(zhì)量空間分布特征

使用全局莫蘭指數(shù)(Moran′sI)描述研究區(qū)生境質(zhì)量是否有集聚效應(yīng),該指數(shù)可以探究相鄰網(wǎng)格屬性值在全局空間上的關(guān)聯(lián)度,其原理及公式詳見文獻(xiàn)[26]。全局莫蘭指數(shù)值域?yàn)閇-1,1],若大于0為正相關(guān),反之則為負(fù)相關(guān),其絕對值趨近于1表示集聚性較強(qiáng),等于0則代表隨機(jī)分布。

2.2.3景觀格局指數(shù)

參考已有研究成果[27],選擇3類共9項(xiàng)景觀格局指數(shù),包括:(1)空間破碎度:斑塊個(gè)數(shù)(NP)、斑塊密度(PD)、最大斑塊指數(shù)(LPI);(2)空間連接度:連通度(COHESION)、散步與并列指數(shù)(IJI)、聚合度(AI);(3)空間復(fù)雜度:邊緣密度(ED)、邊緣長度(TE)、景觀形狀(LSI)。各指標(biāo)公式詳見參考文獻(xiàn)[28],計(jì)算過程通過FRAGSTATS 4.2軟件進(jìn)行,并以2 km為粒度單元進(jìn)行移動窗口法(Moving Window)分析。此外,為更加顯著地表達(dá)研究區(qū)景觀格局指數(shù)的時(shí)空分異,研究過程將對景觀格局指數(shù)分析結(jié)果進(jìn)行線性歸一化處理并按類型等權(quán)疊加[29],以此為基礎(chǔ)開展相關(guān)分析過程。

2.2.4生境質(zhì)量與景觀格局指數(shù)的相關(guān)性分析

選擇皮爾森相關(guān)系數(shù)(Pearson correlation coefficient)計(jì)算研究區(qū)生境質(zhì)量與景觀格局指數(shù)之間相關(guān)性。皮爾森相關(guān)系數(shù)是一種線性相關(guān)系數(shù),用來反映兩個(gè)變量相關(guān)程度,絕對值越大代表相關(guān)性越強(qiáng),在本文用于計(jì)算研究區(qū)生境質(zhì)量與景觀格局指數(shù)的基礎(chǔ)回歸關(guān)系,相關(guān)原理及公式如文獻(xiàn)[30]所示。

3 研究結(jié)果

3.1 黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)土地覆被總體演變

本文基于土地生態(tài)功能和空間結(jié)構(gòu)討論生境質(zhì)量與景觀格局的關(guān)系,這就需要對研究區(qū)土地構(gòu)成與演進(jìn)形成總體認(rèn)知。如圖3—4所示,研究區(qū)主要土地覆蓋類型為耕地,面積占比均達(dá)到66%以上,其次為建設(shè)用地,面積占比也均高于15%。研究期間,黃河灘區(qū)城鎮(zhèn)建設(shè)用地、水域面積持續(xù)增加,其他地類與之相反,其中耕地在對外轉(zhuǎn)化方面占比最高,2005—2010年達(dá)到研究區(qū)總面積的5.64%,建設(shè)用地、耕地是各時(shí)段土地轉(zhuǎn)換比例較高地類,水域雖然在整體土地轉(zhuǎn)化程度上弱于前兩者,但強(qiáng)于林地、草地等重要生態(tài)要素,并占有更大比重,進(jìn)一步突顯水文要素在黃河灘區(qū)生態(tài)環(huán)境演變中所扮演的角色。

圖3 2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)土地覆蓋面積統(tǒng)計(jì) Fig.3 Statistics of land cover area in the towns along the Yellow River Floodplain from 2000 to 2020

圖4 2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)土地覆蓋轉(zhuǎn)換統(tǒng)計(jì)Fig.4 Statistics of land cover conversion in the towns along the Yellow River Floodplain from 2000 to 2020

3.2 黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量時(shí)空演變特征

3.2.1黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量空間分布特征

2000—2020年間,研究區(qū)生境質(zhì)量指數(shù)級別以中低等為主(圖5—6),與已有成果基本一致[17,25]。少數(shù)高等質(zhì)量區(qū)于黃河入?？凇|平湖、濟(jì)南南部或鄭州西部山地等呈斑塊狀分布,中高等和中低等質(zhì)量區(qū)廣泛分布于黃河兩側(cè)平原,低等生境質(zhì)量區(qū)則以點(diǎn)狀或小型斑塊的形式分布在各級城鎮(zhèn)建成區(qū)域。從空間集聚性看,研究區(qū)生境質(zhì)量指數(shù)集聚效應(yīng)顯著(全局莫蘭指數(shù)P=0,Z>0)。在河段對比上(圖6),各河段生境質(zhì)量平均值由高到低依次為河口段>彎曲段>游蕩段>過渡段,除河口、彎曲段內(nèi)分布有一定比例的高等級生境質(zhì)量區(qū)外,游蕩、過渡段內(nèi)中高、高等級生境質(zhì)量區(qū)比例均不足1%。

圖5 2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量指數(shù)等級分布Fig.5 Distribution of the grade of habitat quality index in the towns along the Yellow River Floodplain from 2000 to 2020

圖6 2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量平均值及各等級生境面積比例Fig.6 Average of habitat quality and proportion of each grade of habitat quality area in the towns along the Yellow River Floodplain from 2000 to 2020

圖7 2000—2020年黃河灘區(qū)各河段城鎮(zhèn)生境質(zhì)量平均值演變Fig.7 Evolution of the average of habitat quality index of each river region in the towns along the Yellow River Floodplain from 2000 to 2020

3.2.2黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量時(shí)序演變特征

從時(shí)間演變來看,研究區(qū)生境質(zhì)量整體處于逐年下降狀態(tài)(圖6),20年內(nèi)由0.4850降到了0.4658, 2000—2010年間下降最為嚴(yán)重。在空間集聚特征上,研究期內(nèi)生境質(zhì)量全局莫蘭指數(shù)于0.6154至0.6321之間小規(guī)模變動,表明各級生境質(zhì)量區(qū)集聚性相對穩(wěn)定。在河段對比上(圖6—7),除河口段外各河段生境質(zhì)量平均值處逐年下降狀態(tài),游蕩、彎曲段在2005—2010年下降速率較高,主要原因在于該時(shí)段黃河灘區(qū)城鎮(zhèn)化速度較快[22],大量林地、耕地等土地轉(zhuǎn)為建設(shè)用地,加劇了威脅源對區(qū)域生境斑塊的限制作用。比較特別的是,同處黃河入?？诘膲ɡ麉^(qū)(DE-2)和河口區(qū)(DE-1)呈相反趨勢,并且上升/下降幅度均極高,主要原因在于2010年前后DE-1區(qū)黃河三角洲洲體蝕退幅度較大[31],逐年擴(kuò)增的水體為河岸地帶提供了良好的生境條件,這方面與DE-2區(qū)相反,導(dǎo)致后者近20年生境質(zhì)量平均值每5年下降2.0%。

3.3 黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)景觀格局演變特征

3.3.1黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)景觀格局指數(shù)空間分布特征

在景觀格局指數(shù)上,各子研究區(qū)與所屬河段也表現(xiàn)出一定的空間分異(圖8)。2000—2020年,研究區(qū)景觀破碎度與復(fù)雜度分布規(guī)律大體相近,連接度與之相反。在變化幅度上,三類景觀格局指數(shù)波動情況由大到小依次為復(fù)雜度>連接度>破碎度,可以解釋為黃河灘區(qū)周邊區(qū)域城鎮(zhèn)化與區(qū)域一體化發(fā)展程度均較強(qiáng),廣袤的農(nóng)業(yè)景觀基底與相近的城鎮(zhèn)發(fā)展布局減小了土地空間在斑塊破碎化方面的差距。與之不同的是,各河段景觀連接度與復(fù)雜度差異明顯,其中連接度指數(shù)河口段>游蕩段>過渡段>彎曲段,復(fù)雜度則與之相反,主要原因在于河口段濱海灘涂以及游蕩段“二級懸河”特性極大降低了黃河兩岸城鎮(zhèn)空間發(fā)展的自由程度,使建設(shè)用地的擴(kuò)張以 “填充式”或“蔓延式”為主[32],同時(shí)相比其他河段表現(xiàn)出與黃河不同的關(guān)系模式,例如鄭州市中心城區(qū)以平行或遠(yuǎn)離黃河為發(fā)展主向[32],濟(jì)南市則于2016年提出“攜河發(fā)展”目標(biāo),可見河勢特征對黃河沿岸城鎮(zhèn)空間的發(fā)展可以起到制約、開放或聯(lián)動的復(fù)雜影響。

3.3.2黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)景觀格局指數(shù)時(shí)序演變特征

在時(shí)間尺度上,2000—2020年黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)景觀破碎度呈微弱下降趨勢(圖8),下降幅度由大到小依次為游蕩段>河口段>過渡段>彎曲段,可以解釋為快速城鎮(zhèn)化發(fā)展與建成區(qū)的擴(kuò)張使城鄉(xiāng)結(jié)合地帶的過渡性斑塊得以整合,但河勢特征對游蕩段和河口段城鎮(zhèn)空間發(fā)展限制更加明顯。連接度方面,游蕩段連接性指數(shù)逐年增加,以鄭州市、開封市中心城區(qū)所在的TU-4區(qū)段最為顯著,這與濟(jì)南市中心城區(qū)所在的ME-4區(qū)段(彎曲段)相反,進(jìn)一步印證了游蕩段河勢對黃河沿岸城鎮(zhèn)發(fā)展的限制作用;過渡段與彎曲段連接性指數(shù)較為穩(wěn)定;而河口段則有較大程度提升,主要?dú)w因于大面積水庫坑塘、灘地被建設(shè)用地侵占,同時(shí)在海岸蝕退作用下,河岸散布的草地斑塊在研究時(shí)段內(nèi)平均每年減少4.85%。復(fù)雜度與連接度指數(shù)規(guī)律相反,但變化幅度較弱。

3.4 黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量與景觀格局的相關(guān)性

圖9展示了研究期內(nèi)黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量與景觀格局的Pearson相關(guān)性分析結(jié)果。整體尺度上,以2020年為例,大部分地類景觀格局指數(shù)(86.7%)與生境質(zhì)量顯著相關(guān)(P<0.01)。林地、草地破碎度與復(fù)雜度指數(shù)與生境質(zhì)量呈顯著正向關(guān)系;水域在連接性方面也對生境質(zhì)量具有一定影響力;建設(shè)用地連接性指數(shù)與生境質(zhì)量表現(xiàn)出極強(qiáng)的負(fù)相關(guān)性;耕地的破碎化與連接性下降表明生境質(zhì)量將會有所提升。在演變過程中,46.7%的景觀格局指數(shù)Pearson相關(guān)系數(shù)值呈持續(xù)降低狀態(tài),40.0%為先減后增,可以解釋為2000—2010年研究區(qū)土地動態(tài)度相對較高[22],降低了土地空間格局的內(nèi)在差異性,導(dǎo)致相關(guān)景觀格局指數(shù)與生境質(zhì)量的關(guān)聯(lián)逐漸減弱。

圖9 黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)景觀格局指數(shù)與生境質(zhì)量Pearson相關(guān)性結(jié)果Fig.9 Pearson′s correlation between landscape pattern index and habitat quality in the towns along the Yellow River Floodplain*表示P<0.05;**表示P<0.01

河段尺度上,以最臨近狀態(tài)的2020年為例進(jìn)行分析(圖9)。與整體尺度相比,各河段之間生境質(zhì)量與景觀格局相關(guān)性存在較大差異。游蕩性河段具有“寬、淺、散、亂”的水文特點(diǎn)[8],水域難以成為支撐區(qū)域生境質(zhì)量的關(guān)鍵因素,使其相比其他河段更加依賴林草生境斑塊的優(yōu)化;過渡段兼具游蕩段與彎曲段的河勢特征,灘區(qū)兩岸蓄水能力強(qiáng)[23],這為該地區(qū)草地生態(tài)系統(tǒng)發(fā)育提供了支撐,草地破碎度、連接度、復(fù)雜度指數(shù)與生境質(zhì)量的關(guān)系最為協(xié)同;彎曲段河勢穩(wěn)定,堤距小且對水流的約束作用強(qiáng),使該河段城鎮(zhèn)空間發(fā)展與黃河關(guān)系最為緊密,但也加劇了建設(shè)用地與水域?qū)τ谏迟|(zhì)量的矛盾關(guān)系,甚至后者在破碎度、復(fù)雜度指數(shù)方面的作用因此受到削弱;土地覆被對河口段生境質(zhì)量的影響主要體現(xiàn)在耕地、水域與建設(shè)用地方面,首先,高破碎度、高復(fù)雜度的水域斑塊多分布在生境質(zhì)量較低的城鎮(zhèn)地帶,因此與生境質(zhì)量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系;其次,由于耕地的生境適宜度小于水域覆被類型,因此高連接性農(nóng)田區(qū)域生境質(zhì)量雖然優(yōu)于城鎮(zhèn)建成區(qū),但仍小于水域斑塊的影響,建設(shè)用地格局指數(shù)與此同理。

4 討論與結(jié)論

4.1 討論

(1)黃河下游生態(tài)系統(tǒng)是以黃河干流為主體,由山、河、林、田、湖、草、灘等構(gòu)成的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)。在《黃河流域生態(tài)保護(hù)和高質(zhì)量發(fā)展規(guī)劃綱要》啟示下,以城鎮(zhèn)為基本單元,從流域城鎮(zhèn)帶入手討論區(qū)域景觀格局和生境質(zhì)量的關(guān)系可以更加全面地解釋二者之間的關(guān)聯(lián)與空間分異,也是對河流/流域生態(tài)學(xué)、流域水文學(xué)等理論[33]的實(shí)踐運(yùn)用與擴(kuò)展。

“游蕩段、過渡段、彎曲段、河口段”是對黃河下游河勢特點(diǎn)的定性描述[23],體現(xiàn)了黃河下游河流生態(tài)系統(tǒng)在縱向維度上的變化情況[34]。在流域尺度上,國內(nèi)外學(xué)者通常關(guān)注水利樞紐等設(shè)施對流域景觀格局[35]或生物多樣性[34]的影響,對河勢內(nèi)在差異所帶來的縱向變化關(guān)注不足,分析其中的原因,可能由于河勢特點(diǎn)受多重因素影響使其難以有效量化,但不可否認(rèn)的是,在人類干擾水文過程的能力日趨加強(qiáng)背景下,河勢特征的不同必然會擴(kuò)大河流/流域生態(tài)系統(tǒng)在格局與功能上的差異,這仍然是河流生態(tài)系統(tǒng)序列不連續(xù)性(Serial Discontinuity)理念的體現(xiàn)[34]。通過對黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量與景觀格局的時(shí)空演變研究,可以發(fā)現(xiàn)河勢特征對區(qū)域城鎮(zhèn)空間發(fā)展和生境質(zhì)量演變均產(chǎn)生差異化影響,主要表現(xiàn)在:①河勢特征直接影響黃河灘區(qū)兩側(cè)城鎮(zhèn)的土地轉(zhuǎn)化與空間格局演變,例如游蕩段“二級懸河”與河口段三角洲極大限制了黃河灘區(qū)兩側(cè)城鎮(zhèn)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張的自由程度,使其景觀連接度指數(shù)高于彎曲段和過渡段,土地斑塊的破碎化過程也有所減弱;②不同河段內(nèi)土地景觀格局與生境質(zhì)量相關(guān)性存在顯著甚至相反的差異,例如河口段水域斑塊的破碎化和復(fù)雜程度提升與生境質(zhì)量呈負(fù)向關(guān)系,在其他河段均正向相關(guān);③面對不同的河勢環(huán)境條件,地方政府采取了多種針對性措施,包括黃河灘區(qū)生態(tài)廊道建設(shè)、黃河口生態(tài)旅游區(qū)等,對區(qū)域生境質(zhì)量提升產(chǎn)生一定支持,但在城鎮(zhèn)化過程中,城-水矛盾始終是生物多樣性維持的關(guān)鍵,作為鄭-新一體化發(fā)展的重要節(jié)點(diǎn),新鄉(xiāng)市平原示范區(qū)與黃河距離為10 km左右,而濟(jì)南市落實(shí)“跨河發(fā)展”戰(zhàn)略的新舊動能轉(zhuǎn)換先行區(qū)中心城區(qū)與黃河距離不足3 km,東營市也在加快沿海開發(fā)建設(shè)過程,上述內(nèi)容既是人類根據(jù)河勢特點(diǎn)選擇的發(fā)展模式,也是需要借助多種手段緩和城-水矛盾的空間載體。總體而言,河勢特征是黃河灘區(qū)景觀格局與生境質(zhì)量的全局性支撐或限制因素,相比水利樞紐直接影響河流的水文過程,河勢特征的影響更多映射在周邊區(qū)域范圍內(nèi),并對生境質(zhì)量產(chǎn)生差異性影響,這也是相同地類在不同河段與生境質(zhì)量關(guān)系存在顯著差異[19,36]的重要原因之一。

(2)本文仍存一定局限,在研究方法上,雖然InVEST模型應(yīng)用較為成熟,在參數(shù)設(shè)定上也依據(jù)了模型指導(dǎo)手冊和相關(guān)研究成果,但由于黃河灘區(qū)較大的區(qū)域跨度與復(fù)雜的水文環(huán)境,如何統(tǒng)籌不同河段城鎮(zhèn)特點(diǎn),實(shí)現(xiàn)更加合理的評估參數(shù)設(shè)定有待進(jìn)一步推敲。在研究對象上,由于復(fù)雜的水文條件,黃河下游地區(qū)擁有天然的河勢分異現(xiàn)象,因此土地景觀格局與生境質(zhì)量以及二者相關(guān)性的差異在不同河段內(nèi)能夠有所表達(dá),而該方法對其他河流的適用性還需進(jìn)一步探討。

4.2 結(jié)論

本文采用2000—2020年土地覆被數(shù)據(jù),基于InVEST 模型測度黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量的空間分布,使用FRAGSTATS軟件進(jìn)行景觀空間破碎度、連接度與復(fù)雜度指數(shù)分析,最后通過SPSS平臺計(jì)算不同尺度條件下生境質(zhì)量與景觀格局的Pearson相關(guān)性。主要結(jié)論如下:

(1)生境質(zhì)量方面, 2000—2020年間,黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)生境質(zhì)量級別以中低等為主,各級生境質(zhì)量區(qū)以集聚性方式穩(wěn)定分布。在不同河段對比中,各河段生境質(zhì)量平均值由高到低依次為河口段、彎曲段、游蕩段、過渡段。隨著時(shí)間推移,除河口段外,各河段生境質(zhì)量平均值處逐年下降狀態(tài)。

(2)景觀格局方面,各河段之間景觀格局指數(shù)存在一定空間差異,其中破碎度差異最小,復(fù)雜度差異大于連接度,但二者表現(xiàn)形式相反。在景觀格局指數(shù)演變過程中,游蕩段、河口段受河勢特征影響更加突顯,黃河灘區(qū)兩側(cè)或?yàn)I海區(qū)域脆弱的生態(tài)基址使其難以承載過于復(fù)雜的城鎮(zhèn)建設(shè)功能,而彎曲段城鎮(zhèn)空間的發(fā)展較少受到水文條件的限制。

(3)生境質(zhì)量與景觀格局的相關(guān)性方面,多數(shù)土地覆被類型的景觀格局指數(shù)與生境質(zhì)量顯著相關(guān),但關(guān)聯(lián)程度隨城鎮(zhèn)化發(fā)展有所減弱,這與常玉旸等研究結(jié)論一致[37]。林地、草地是游蕩段生境質(zhì)量的關(guān)鍵因素;彎曲段、河口段在其基礎(chǔ)上更需關(guān)注城-水之間的矛盾關(guān)系,過渡段區(qū)域內(nèi)草地對生境質(zhì)量提供了穩(wěn)定的支撐作用,但其相對單一的生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成難以在更廣程度上為流域生物多樣性提供支持。

21世紀(jì)初期,黃河灘區(qū)城鎮(zhèn)發(fā)展極大改變了原有土地空間格局,雖然近年土地轉(zhuǎn)換程度有所下降[22],但龐大的耕地與建設(shè)用地規(guī)模依然限制著生境質(zhì)量的改善進(jìn)程。隨著小浪底水庫的建成使用,各河段水文條件逐漸趨于穩(wěn)定。在以生境質(zhì)量提升為主要目的的黃河灘區(qū)周邊城鎮(zhèn)空間優(yōu)化上,需聚焦河段主要矛盾采用適用的規(guī)劃策略,首先,調(diào)水調(diào)沙工程使黃河三角洲洲體重新增長[31],但在本研究中,水域面積的減少不利于河口段生境質(zhì)量的提升,因此需借助優(yōu)化岸線結(jié)構(gòu)等方式緩解水生態(tài)系統(tǒng)的退化問題;其次,游蕩段黃河兩岸的生態(tài)基址與環(huán)境條件將有所提升,但在廣闊的游蕩性灘區(qū)范圍內(nèi),水域空間格局難以在短時(shí)間發(fā)生根本性轉(zhuǎn)變,仍需結(jié)合生態(tài)保育、平原造林、改良農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、優(yōu)化綠色空間布局等方式為區(qū)域生物多樣性提供支撐;此外,構(gòu)建多層次林草植物群落,提升高適宜性生境質(zhì)量斑塊的結(jié)構(gòu)多樣性是過渡段生物多樣性維持的重要抓手,彎曲段則需聚焦城鎮(zhèn)建成地帶,依托城市河流、道路等要素完善生物遷徙廊道網(wǎng)絡(luò),并強(qiáng)化城鎮(zhèn)與黃河之間生態(tài)緩沖帶的近自然性與低干擾程度。