長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km近二十年土地利用及景觀格局時(shí)空變化研究

易斯倚 李前正 武俊梅 徐 棟 吳振斌 周巧紅

(1. 中國(guó)科學(xué)院水生生物研究所淡水生態(tài)和生物技術(shù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 武漢 430072; 2. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué), 北京 100049)

長(zhǎng)江岸線指長(zhǎng)江沿線一定范圍的水域與陸域空間, 是水域與陸域的結(jié)合帶[1,2], 作為支撐長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶發(fā)展的重要資源, 是沿江重要國(guó)民經(jīng)濟(jì)設(shè)施建設(shè)的載體。長(zhǎng)江岸線的功能大致經(jīng)歷了原始狀態(tài)-農(nóng)業(yè)-港口-城市-工業(yè)-綜合功能的分異與演變過程,主要包含生產(chǎn)、生活、生態(tài)、交通和軍事等功能[3]。岸線的不合理開發(fā)利用會(huì)對(duì)防洪、供水、通航安全及河勢(shì)穩(wěn)定帶來不利影響, 并嚴(yán)重影響濱水生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能, 導(dǎo)致水陸緩沖帶破壞, 水體水質(zhì)惡化, 水生態(tài)系統(tǒng)退化, 加強(qiáng)岸線功能合理利用與保護(hù)的需求更加迫切。作為長(zhǎng)江經(jīng)濟(jì)帶建設(shè)與開發(fā)的重要支撐條件, 長(zhǎng)江岸線科學(xué)利用尤為重要。近年來, 許多學(xué)者借助3S技術(shù)和景觀生態(tài)學(xué)方法等對(duì)岸線景觀格局變化進(jìn)行了研究, 如馬榮華等[4]利用高分辨率衛(wèi)星影像, 結(jié)合GIS分析技術(shù), 分析長(zhǎng)江岸線江蘇段的資源與利用現(xiàn)狀, 發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)江江蘇段岸線資源十分有限, 存在多占少用現(xiàn)象, 開發(fā)利用集約程度較低, 主要用地類型為工業(yè)占地和倉(cāng)儲(chǔ)占用方面; 劉富強(qiáng)等[5]利用ArcGIS10.0和Fragstats對(duì)營(yíng)口市南部海岸景觀格局變化進(jìn)行了研究, 通過景觀面積(TA)、Shannon多樣性指數(shù)(SHDI)和斑塊密度(PD)等對(duì)研究區(qū)域進(jìn)行分析, 發(fā)現(xiàn)營(yíng)口市岸線長(zhǎng)度變化和岸線分形維數(shù)變化與人類干擾度呈反相關(guān);Mullick等[6]利用GIS調(diào)查研究了1977—2017年期間恒河三角洲海岸線變化, 在河口觀察到大量土地沉積, 其土地面積損失了6.29 km2; Portman等[7]使用地塊級(jí)數(shù)據(jù)和地理信息系統(tǒng)(GIS)工具研究了美國(guó)新貝德福德/費(fèi)爾黑文港地區(qū)近20年濱水土地利用變化和海洋資源狀況, 發(fā)現(xiàn)魚類種群狀況與沿海土地利用之間存在顯著關(guān)系。這些研究為認(rèn)識(shí)岸線景觀格局變化提供了借鑒和參考, 本文結(jié)合以上的研究方法并將其應(yīng)用到長(zhǎng)江湖北段岸線資源的研究上。長(zhǎng)江湖北段岸線總長(zhǎng)2165.77 km, 開發(fā)利用率超過30%, 其中生產(chǎn)性岸線占已開發(fā)利用岸線的53.6%, 生活與旅游岸線占比45.8%, 地區(qū)農(nóng)業(yè)類型多樣, 兼?zhèn)湔麄€(gè)長(zhǎng)江流域的農(nóng)業(yè)類型, 在岸線利用方面具有代表性, 且區(qū)域的資源、環(huán)境壓力比較突出[8], 根據(jù)湖北省經(jīng)信委印發(fā)的《貫徹落實(shí)長(zhǎng)江大保護(hù)專項(xiàng)行動(dòng)實(shí)施方案》中提出的嚴(yán)禁在長(zhǎng)江干流及主要支流岸線1 km內(nèi)新建化工項(xiàng)目, 結(jié)合三峽工程建設(shè)前后, 宜昌上游區(qū)域土地利用類型差異較為明顯, 且研究較多, 本文將研究區(qū)域定為宜昌下游枝江開始, 至武漢結(jié)束, 研究長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km區(qū)域土地利用及景觀格局變化, 為科學(xué)合理開發(fā)利用長(zhǎng)江岸線資源和保護(hù)生態(tài)環(huán)境提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域地跨東經(jīng)111°45′—114°16′, 北緯29°26′—31°10′, 屬于長(zhǎng)江湖北段地區(qū), 氣候?qū)儆趤啛釒Ъ撅L(fēng)氣候, 年均降水量1100—1300 mm, 主要表現(xiàn)出夏季高溫多雨, 冬季溫和濕潤(rùn), 四季分明。地貌類型多樣, 山地、丘陵和平原兼?zhèn)? 沿江主要城市從上游到下游有枝江、松滋、荊州、石首、洪湖、赤壁、咸寧和武漢(圖 1)。

圖1 研究區(qū)域位置圖Fig. 1 Location of the study area

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 遙感影像

選取2000—2019年6－9月中旬植物生長(zhǎng)季、云覆蓋率較低且成像較好的15景Landsat影像(表 1),數(shù)據(jù)來自中國(guó)科學(xué)院計(jì)算機(jī)網(wǎng)絡(luò)信息中心地理空間數(shù)據(jù)云平臺(tái)(http://www.gscloud.cn)。基于ENVI 5.3軟件, 對(duì)影像數(shù)據(jù)進(jìn)行了輻射定標(biāo)、大氣校正、圖像裁剪和鑲嵌等預(yù)處理工作。

表1 Landsat系列影像信息Tab. 1 Description of Landsat images

2.2 圖像分類

分類方法和訓(xùn)練樣本選取基于ENVI5.3軟件進(jìn)行, 通過Toolbox下的Support Vector Machine Classification工具來實(shí)現(xiàn), 對(duì)影像數(shù)據(jù)進(jìn)行監(jiān)督分類。因?yàn)檫b感影像識(shí)別的地物并不能完全地反映地面信息, 且影像灰度差別不大, 會(huì)導(dǎo)致人們區(qū)別影像困難。因此, 可以將灰度圖像處理成標(biāo)準(zhǔn)假彩色圖像, 近紅外波段賦紅色, 紅色波段賦綠色, 綠色波段賦藍(lán)色。文章為了清楚反映研究區(qū)域土地利用情況和變化, 對(duì)裁剪區(qū)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)假彩色合成。標(biāo)準(zhǔn)假彩色合成后進(jìn)行訓(xùn)練樣本設(shè)置,在進(jìn)行訓(xùn)練樣本選擇時(shí), 可以參照Google earth上的高分辨率影像。

土地利用類型分類和精度驗(yàn)證根據(jù)中國(guó)科學(xué)院土地資源分類系統(tǒng)[9]和濕地分類國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)[10],將研究區(qū)域的土地利用與土地覆蓋劃分為5類: 湖泊(未被土埂圍起來的開闊水體和河渠)、坑塘(封閉水體, 以土埂相間, 呈現(xiàn)規(guī)則狀水體)、農(nóng)田(筑有田埂的人為開墾地, 主要是水稻田和經(jīng)濟(jì)作物用地)、建筑用地和草地/林地(低草地/林地覆蓋的開墾地以及林地), 得到研究區(qū)域土地利用類型分類結(jié)果, 如圖 2所示, 分類結(jié)果以2000、2015和2019年為例, 其中湖泊為自然濕地, 長(zhǎng)江中游農(nóng)田是以水田為主, 主要表現(xiàn)為人工濕地的性質(zhì), 故將農(nóng)田和坑塘歸為人工濕地。對(duì)分類結(jié)果進(jìn)行評(píng)價(jià), 確定分類的精度和可靠性。本文將采取混淆矩陣來進(jìn)行精度驗(yàn)證, 真實(shí)參考源使用感興趣區(qū), 經(jīng)檢驗(yàn)分類精度都在90%以上, 以2019年為例, 列出各分類精度的混淆矩陣(表 2)。

表2 2019年研究區(qū)域土地利用/土地覆被分類精度混淆矩陣Tab. 2 Confusion matrix of classification of study area in 2019

圖2 研究區(qū)域分類結(jié)果Fig. 2 Classification result of the study area

2.3 各土地利用類型面積及景觀指數(shù)

基于ArcGIS10.3平臺(tái)建立長(zhǎng)江宜昌至武漢段的緩沖區(qū), 緩沖距離設(shè)置為1 km, 統(tǒng)計(jì)緩沖區(qū)內(nèi)各地物類型面積占比。

利用ArcMap10.3把矢量圖轉(zhuǎn)成柵格圖層, 輸入到Fragstats4.2中, 研究選取景觀斑塊數(shù)量(NP)、形狀指數(shù)(LSI)、聚集度指數(shù)(AI)三個(gè)斑塊類型水平指數(shù), 及斑塊數(shù)量(NP)、蔓延度指數(shù)(CONTAG)、香農(nóng)多樣性指數(shù)(SHDI)三個(gè)景觀水平指數(shù)對(duì)2000—2019年研究區(qū)域景觀格局進(jìn)行動(dòng)態(tài)分析。

3 結(jié)果與討論

3.1 各類型土地利用面積變化狀況分析

根據(jù)ArcMap10.3統(tǒng)計(jì), 研究區(qū)域總面積為1.045×103km2, 湖泊、坑塘、農(nóng)田、建筑用地、草地/林地面積歷年變化見表 3, 長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km地物分類中, 農(nóng)田和建筑用地占整個(gè)研究區(qū)域面積比重最大, 五年平均占比分別為70.52%和18.72%,這一結(jié)果與長(zhǎng)江中游所處的地理位置有著很大的關(guān)系, 因?yàn)殚L(zhǎng)江中游自然資源豐富, 城鎮(zhèn)化建設(shè)和農(nóng)業(yè)發(fā)展水平均較高[11]。從2000—2019年湖泊面積減少了32.47 km2, 占比減少了3.11%, 整體呈現(xiàn)出一個(gè)下降趨勢(shì); 坑塘面積從2000到2010持續(xù)增長(zhǎng),2010年以后開始下降, 到2019年坑塘的面積與2000基本持平; 農(nóng)田用地面積減少了74.09 km2, 占比減少了7.09%; 草地/林地的面積增長(zhǎng)了35.63 km2,占比增長(zhǎng)3.41%。劉怡娜等[12]研究表明在森林草甸植被和土壤系統(tǒng)的作用下, 可以降低徑流對(duì)土壤的侵蝕作用及減少?gòu)搅髦形廴疚锏妮敵? 從而改善水生態(tài)功能。城鎮(zhèn)化會(huì)使得硬質(zhì)景觀增加, 改變了地表下墊面性質(zhì), 失去了對(duì)污染元素的截留與吸收作用; 農(nóng)田因其大面積過量使用農(nóng)藥、化肥和殺蟲劑等, 導(dǎo)致水質(zhì)凈化功能退化。結(jié)合研究區(qū)域各類型土地利用面積的變化發(fā)現(xiàn), 在長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km的研究區(qū)域中, 林地/草地面積的增加和農(nóng)田面積的減少會(huì)減少污染物的輸出, 增大對(duì)污染元素的截留和吸收能力, 從而改善水生態(tài)功能。

表3 2000—2019年各景觀類型面積變化Tab. 3 Area change of various landscape types from 2000 to 2019

3.2 研究區(qū)域土地利用類型的空間特征

研究區(qū)域內(nèi)土地利用類型具有明顯的空間特征(圖 2), 從上游枝江到下游武漢, 用地類型以農(nóng)田為主, 建筑用地分布區(qū)域主要集中在武漢、洪湖和荊州3個(gè)城市, 建設(shè)用地面積變化較為明顯的是洪湖地區(qū), 以靠近洪湖濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)的長(zhǎng)江1 km岸線區(qū)域來展開說明。2000—2015年靠近洪湖濕地的岸線區(qū)域建設(shè)用地面積增加, 林地/草地面積增加, 農(nóng)田面積有所減少。查閱相關(guān)資料發(fā)現(xiàn),已實(shí)施的《洪湖市城市總體規(guī)劃》(1995年)和《洪湖市城市總體規(guī)劃》(2001—2020年)顯示, 洪湖市城市發(fā)展定位最初為“鄂中地區(qū)重要的工業(yè)和旅游城市”, 除瞿家灣鎮(zhèn)被賦予旅游工貿(mào)職能外, 剩下的鄉(xiāng)鎮(zhèn)被規(guī)劃為集貿(mào)工業(yè)、公交商貿(mào)和工業(yè)商貿(mào)型城鎮(zhèn)等, 足以可見當(dāng)時(shí)工業(yè)產(chǎn)業(yè)在洪湖市的重要地位, 同樣也使得研究區(qū)域在2000—2015年建筑用地面積有所增加。2000年經(jīng)湖北省人民政府批準(zhǔn), 洪湖濕地自然保護(hù)區(qū)晉升為省級(jí)自然保護(hù)區(qū), 到2003年正式啟動(dòng)了“洪湖濕地保護(hù)與恢復(fù)示范工程”, 采取的退耕還湖和退耕還林等手段, 使得研究區(qū)域在2000—2015年間的林地/草地面積有所增加。2015—2019年靠近洪湖濕地的岸線區(qū)域建設(shè)用地面積減少, 坑塘面積有所增加。根據(jù)近期頒布的《洪湖市城市整體規(guī)劃》(2012—2030年)則將洪湖市城市定位調(diào)整至“文化旅游生態(tài)城市”, 在一定程度上促進(jìn)了原有工業(yè)用地向其他類型用地的轉(zhuǎn)換[12]。2014年6月, 洪湖濕地國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理局組織力量配合洪湖市進(jìn)行圍網(wǎng)整治工作, 規(guī)定紅線, 任何單位和個(gè)人不得超過紅線范圍從事養(yǎng)殖生產(chǎn), 而在此研究區(qū)域內(nèi)增加的坑塘面積多為水產(chǎn)養(yǎng)殖面積, 這意味著從洪湖濕地保護(hù)區(qū)遷移了部分水產(chǎn)養(yǎng)殖到洪湖市段的長(zhǎng)江岸線區(qū)域, 而養(yǎng)殖污水的大量排放不僅僅會(huì)引起水體氨氮污染有加重的趨勢(shì), 也會(huì)使得水體中藻類及其他微生物大量繁殖,形成富營(yíng)養(yǎng)化污染, 嚴(yán)重時(shí)會(huì)引起水中溶解氧的大量消耗, 對(duì)長(zhǎng)江的直接污染風(fēng)險(xiǎn)增加。總體而言,從2000—2019年來看, 長(zhǎng)江洪湖段岸線1 km區(qū)域開發(fā)利用率較高, 且農(nóng)田-建筑用地轉(zhuǎn)化較為劇烈。根據(jù)上述濕地的劃分, 湖泊、坑塘和農(nóng)田均屬于濕地, 坑塘和農(nóng)田屬于人工濕地, 濕地總面積占比均在70%以上, 人工濕地占研究區(qū)域面積比為68.63%,占濕地總面積的92.87%, 2000—2019年人工濕地面積下降了9.18%, 表明研究區(qū)域濕地用地面積較大,且人類活動(dòng)強(qiáng)度大, 對(duì)土地利用的干擾較為明顯。

表4所示的2000—2015年和2015—2019年土地利用轉(zhuǎn)移矩陣可以直觀看出研究區(qū)域各類用地在這2個(gè)時(shí)間段的轉(zhuǎn)入轉(zhuǎn)出的詳細(xì)數(shù)據(jù)情況。建筑用地在2個(gè)時(shí)期主要轉(zhuǎn)出依次為農(nóng)田、坑塘、湖泊及草地/林地, 其中在2000—2019年轉(zhuǎn)出農(nóng)田面積較大, 達(dá)到了179.1 km2。轉(zhuǎn)入建筑用地依次為農(nóng)田、坑塘、草地/林地和湖泊。農(nóng)田主要轉(zhuǎn)出為建筑用地, 轉(zhuǎn)出的草地/林地2015—2019年這個(gè)時(shí)間段比2000—2015年增加了17.47 km2。由于湖泊、坑塘和草地/林地面積基數(shù)較小, 故其轉(zhuǎn)入和轉(zhuǎn)出變化相對(duì)而言較小。

表4 研究區(qū)2000—2019年土地利用轉(zhuǎn)移矩陣(面積, km2)Tab. 4 The transfer matrix of the study area from 2000 to 2019

3.3 景觀格局指數(shù)分析

基于斑塊類型水平的指數(shù)分析斑塊類型層級(jí)的景觀格局指數(shù)直接反映了不同土地利用類型的景觀生態(tài)狀況(表 5)。由圖 3可以看出, 農(nóng)田的NP和LSI值整體呈現(xiàn)上升的趨勢(shì), AI值呈現(xiàn)下降的趨勢(shì), 且其斑塊水平上各值的變化幅度較為平緩,表明從2000—2019年, 農(nóng)田這一類地物的破碎度和離散程度增加, 形狀趨于不規(guī)則化; 建筑用地景觀格局指數(shù)的變化趨勢(shì)與農(nóng)田相似, 但變化幅度更加劇烈, 其破碎化和離散程度也更加劇烈; 湖泊的NP、LSI和AI值變化均不明顯, 說明了2000—2019年湖泊在空間分布上, 其斑塊密度和形狀等變化均不明顯; 坑塘從2015年開始破碎化程度有所減緩,在2005年以后其離散程度減弱; 在這5種地物類型中, 變化最為劇烈的為草地/林地, NP值整體呈現(xiàn)集中增加的趨勢(shì), LSI和AI值在2000—2005年下降, 在20005—2019年上升, 說明草地/林地破碎化程度一直在加重, 2000—2005年形狀不規(guī)則減弱, 離散程度增加, 2005—2019年形狀不規(guī)則情況加劇, 離散程度減緩。總體而言, 建設(shè)用地的破碎化程度增加程度和形狀不規(guī)則程度最為劇烈, 表明人類活動(dòng)對(duì)其干擾最為強(qiáng)烈; 農(nóng)田的聚集程度最高, 在研究區(qū)域范圍內(nèi)其結(jié)構(gòu)最為緊湊; 草地/林地破碎化程度增加且形狀不規(guī)則情況加重, 這就意味著研究區(qū)域草地/林地大面積斑塊破碎, 小面積的斑塊增加, 會(huì)使得景觀中各生態(tài)系統(tǒng)之間的功能聯(lián)系斷裂或者連接性減少, 阻礙種群間的基因交流, 同樣也會(huì)改變物種生存的生物地理環(huán)境, 減少生物物種多樣性。由于草地/林地2005—2019年結(jié)構(gòu)緊湊, 在空間布局上呈現(xiàn)出小斑塊且相互聚合的狀態(tài), 會(huì)使得整個(gè)草地/林地這類地物對(duì)某些干擾的蔓延如蟲災(zāi)和火災(zāi)等的抑制作用減弱。

圖3 不同的地物類型斑塊水平指數(shù)年際變化圖Fig. 3 Inter-annual changes of different ground objects in landscape class level

基于景觀水平的指數(shù)分析景觀層級(jí)的景觀格局指數(shù)分析可以從全局的角度對(duì)于研究區(qū)的景觀生態(tài)水平進(jìn)行分析(表 5)。由表 6可知, 2000—2019年研究區(qū)域景觀斑塊數(shù)量持續(xù)增加, 說明長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km范圍土地利用破碎化程度在不斷加深。2000—2010年研究區(qū)的CONTAG值均在60%以上, 相對(duì)較高, 表明研究區(qū)域存在連通度極高的優(yōu)勢(shì)斑塊類型, 2015年該值有所下降, 2015、2019年與2010年相比, CONTAG值下降了11.24%左右, 表明2015年以后研究區(qū)域內(nèi)的斑塊破碎化現(xiàn)象加劇, 原本優(yōu)勢(shì)的斑塊類型破裂, 空間優(yōu)勢(shì)大大降低。并且隨著蔓延度的減少, 研究區(qū)域各斑塊相互離散程度增大, 污染物削減效應(yīng)的優(yōu)勢(shì)斑塊作用越微弱, 越不利于對(duì)污染物的固定和截留, 對(duì)水生生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定越不利。2000—2019年, SHDI值整體呈現(xiàn)出增長(zhǎng)的趨勢(shì), 說明近20年研究區(qū)域中各景觀斑塊復(fù)雜度增加, 優(yōu)勢(shì)差距逐漸縮小, 劉怡娜等[12]研究表明香農(nóng)多樣性的值越高, 就意味著斑塊景觀形狀越復(fù)雜, 就越不利于污染物和擴(kuò)散的控制。但與我國(guó)其他流域相比, 如黃河流域和太湖流域, 在2000—2010年, 黃河流域的CONTAG值為34.78—34.32, SHDI值為1.48—1.49[18], 太湖流域在1985—2015年CONTAG值為59.28—51.51, SHDI值為1.07—1.29[19], 可以發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線1 km區(qū)域的破碎化等現(xiàn)象雖在近20年加劇, 但研究區(qū)域斑塊的整體性、連通性及空間優(yōu)勢(shì)相對(duì)黃河和太湖流域還是處于一個(gè)較高的水平。

表5 景觀格局指數(shù)表Tab. 5 Landscape pattern index table

表6 研究區(qū)域2000—2019年景觀層級(jí)景觀格局指數(shù)Tab. 6 Landscape pattern index in study area from 2000 to 2019

4 結(jié)論

(1)2000—2019年, 長(zhǎng)江宜昌至武漢段岸線土地利用主要以農(nóng)田和建筑用地為主, 變化的明顯特點(diǎn)是農(nóng)田面積萎縮, 建筑用地和草地/林地面積擴(kuò)張,其中農(nóng)田-建筑用地的轉(zhuǎn)化較為劇烈。研究區(qū)域濕地資源豐富, 人工濕地占總濕地面積比達(dá)到92.78%,其面積在近20年下降了9.18%, 表明研究區(qū)域生態(tài)用地面積較大, 且人類活動(dòng)強(qiáng)度大, 對(duì)土地利用的干擾較為明顯。(2)從斑塊類型水平上看, 建設(shè)用地的破碎化程度增加程度和形狀不規(guī)則程度最為劇烈, 表明人類活動(dòng)對(duì)其干擾最為強(qiáng)烈; 農(nóng)田的聚集程度最高, 在研究區(qū)域范圍內(nèi)其結(jié)構(gòu)最為緊湊; 草地/林地破碎化程度增加且形狀不規(guī)則情況加重,這就意味著研究區(qū)域草地/林地大面積斑塊破碎,小面積的斑塊增加其斑塊趨向破碎化和形狀不規(guī)則化, 這會(huì)阻礙種群間的基因交流, 改變物種生存的生物地理環(huán)境, 減少生物物種多樣性, 由于草地/林地2005—2019年結(jié)構(gòu)緊湊, 在空間布局上呈現(xiàn)出小斑塊且相互聚合的狀態(tài), 會(huì)使得整個(gè)草地/林地這類地物對(duì)某些干擾的蔓延如蟲災(zāi)和火災(zāi)等的抑制作用減弱。(3)在景觀類型層級(jí), 景觀斑塊數(shù)量和SHDI值整體呈現(xiàn)出增長(zhǎng)的趨勢(shì), 2015、2019年與2010年相比, CONTAG值下降了11.24%左右, 整個(gè)研究區(qū)域景觀的破碎化現(xiàn)象加劇, 區(qū)域原本優(yōu)勢(shì)的斑塊類型破裂, 優(yōu)勢(shì)度差距逐漸縮小, 且空間的連通性降低, 空間優(yōu)勢(shì)減弱。而蔓延度值的減少和香農(nóng)多樣性值的增加, 不利于對(duì)污染物的固定和截留以及對(duì)污染物和擴(kuò)散的控制, 這會(huì)對(duì)水生生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定造成一定的影響。