閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性動態(tài)評價

游巍斌，何東進，林 立，王 韌，蔡金標，王 鵬，張中瑞，肖石紅，鄭曉燕

(1.福建農林大學林學院，福建福州350002;2.福鼎市林業(yè)局，福建福鼎355200;3.霞浦縣林業(yè)局，福建 霞浦355100;4.寧德市林業(yè)局，福建 寧德352100)

濕地、森林、海洋并稱為全球三大生態(tài)系統(tǒng)，它們在凈化環(huán)境、調蓄洪水、抵御自然災害、保護生物多樣性、穩(wěn)定海岸等方面發(fā)揮著重要作用［1］.然而，全球人口的爆炸式增長、快速城市化和工農業(yè)經濟發(fā)展導致的盲目開墾、污染排放等人類行為給濕地生態(tài)系統(tǒng)健康造成巨大壓力，濕地退化問題愈發(fā)嚴重，探索濕地保護理論和方法已成為人類可持續(xù)發(fā)展的重大課題［2］.其中濕地生態(tài)脆弱性問題更是當前國際濕地科學研究前沿領域關鍵問題之一.濱海濕地處于海陸生態(tài)系統(tǒng)頻繁相互作用的邊緣地帶，是典型的脆弱生態(tài)系統(tǒng)或生態(tài)敏感區(qū);城市邊緣帶上的濕地生態(tài)系統(tǒng)受城市化、工業(yè)化等人為干擾或破壞，生態(tài)系統(tǒng)脆弱性問題尤為突出，濱海濕地生態(tài)脆弱性的評價成為備受關注的研究熱點［3－6］.濕地脆弱性是指在自然環(huán)境和人為壓力下濕地退化的程度和可能性［7］.濕地脆弱性的定量評價是濕地脆弱性研究的核心.通過分析濕地生態(tài)脆弱性的特征及其影響因子評價濕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)脆弱性［6，8－13］，多屬于靜態(tài)評價.對濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性動態(tài)評價研究鮮見報道.

閩東地區(qū)兼具山地與濱海資源特色，且為我國秋茄紅樹林天然分布的北緣區(qū)，濱海濕地生態(tài)環(huán)境狀況特殊而復雜.在人類城市化過程以及臺風、風暴潮等諸多自然災害的共同作用下，閩東天然濕地面積不斷萎縮，污染加劇，濕地退化問題日趨嚴重，濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)日漸脆弱［14－16］.因此，通過構建閩東濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性評價體系，對研究區(qū)2001、2010年生態(tài)系統(tǒng)脆弱性開展動態(tài)評價，以期為閩東濱海濕地的保護、恢復與重建提供科學依據.

1 研究區(qū)概況

福建省閩東(寧德市)位于福建省東北部，南連省會福州，北接浙江溫州，西鄰武夷名山，東與臺灣島隔海相望.土地面積1.34萬km2，地形特點為丘陵山地和沿海小平原，年平均氣溫13.4－20.2℃，年平均降雨量1250－2350 mm，無霜期235－300 d.東臨臺灣海峽，海岸線長878 km，占全省海岸線總長的28.35%;海域面積4.45萬km2，占全省海洋漁場總面積的35.63%，區(qū)域內有島、礁、沙、灘、岬角、水道、河口共1215個，濱海濕地資源豐富，水產豐饒，擁有海洋生物600多種.近年來，閩東濱海城市快速發(fā)展，大型工程修建和其他人為活動正急劇地改變著原始的濕地景觀，使得濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性不斷增大.

2 研究方法

2.1 濱海濕地分類體系的建立

基于對閩東濱海濕地資料的收集與濕地勘察，將1993、2001和2010年3個時期閩東沿海濕地的TM和ETM圖像進行幾何校正、圖片配準，再結合研究區(qū)1∶10000地形圖和實地考察資料，對遙感圖像進行監(jiān)督分類和人機交互解譯.使用ENVI軟件的主要和次要分析功能對解譯完成的圖像進行去除椒鹽噪聲等分類后處理，像元個數不足16個且明顯少于周圍濕地類型的類別歸為周圍濕地.處理完得到最終分類圖像，1993年、2001年、2010年的分類精度分別為90.00%、90.12%和89.58%.閩東濱海濕地劃分為自然濕地(水域、潮間裸灘)、人工濕地(農田、人工庫塘、養(yǎng)殖場)、非濕地景觀(建筑用地、其他非濕地景觀)三大類和水域、潮間裸灘、農田、人工庫塘、養(yǎng)殖場、建筑用地、其他非濕地景觀7個子類［14］.數據來源于3個時期閩東社會經濟統(tǒng)計年鑒.

2.2 指標體系的建立

基于生態(tài)系統(tǒng)健康理論，采用由聯(lián)合國合作開發(fā)署建立的“壓力一狀態(tài)一響應(PSR)”模型框架，對閩東濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的脆弱性進行評價.一般而言，生態(tài)脆弱性影響因子包括自然因素和人為因素兩大類，自然因素主要包括氣候、地形地貌、植被、土壤等;人為因素包括過度墾殖、采伐、放牧等生產活動和工農業(yè)污染等方面.基于指標選取的目的性、整體性、數據易獲取性、代表性等基本原則［17，18］，利用PSR模型建立閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性評價指標體系(表1)，采用層次分析法確定評價指標權重［19］.

2.3 單項指標的計算

2.3.1 壓力層指標 壓力層主要描述生態(tài)系統(tǒng)所承受的壓力大小，目前閩東濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的壓力主要來源于人口增長和對自然濕地的開發(fā)，故從土地壓力與人口壓力兩方面來反映濕地生態(tài)環(huán)境面臨的壓力［22］.選取土地墾殖率作為土地壓力的評價指標，該指標可以反映土地供人類生存所需的潛力.土地墾殖率與生態(tài)系統(tǒng)健康成負相關［22］，土地墾殖率=農用地面積/研究區(qū)總面積.選擇人口密度和人口干擾指數作為人口壓力指標.人類干擾度指數采用不同期間與人為干擾密切相關的景觀類型(農田、人工庫塘、養(yǎng)殖場、建筑用地)占研究區(qū)濕地總面積的比例來表示.

2.3.2 狀態(tài)層指標 參考前人研究［18，20］，采用景觀多樣性、平均斑塊面積、初級生產力、濕地平均彈性度和污染負荷指數表征濕地生態(tài)系統(tǒng)的現狀.系統(tǒng)活力可由初級生產力反映，初級生產力用植被歸一化指數(NDVI)度量.系統(tǒng)組織主要反映濕地生態(tài)系統(tǒng)的復雜性，選擇景觀多樣性指數(H)和斑塊平均面積指數(MPS)2個指標來度量.不同濕地景觀類型的彈性指標計算公式表示如下:

式中，ECOmax為各種景觀類型的平均彈性度，Pi為景觀類型i所占的比例，m為景觀類型的數目，Bi為第i類景觀類型彈性度分值.ECOmax越小，表明系統(tǒng)的生態(tài)彈性度越低，生態(tài)系統(tǒng)越脆弱.閩東濱海濕地不同景觀類型生態(tài)彈性度賦值［21］如下:水域 0.8，潮間裸灘 0.6，養(yǎng)殖場 0.4，建筑用地 0.3，農田 0.5，人工庫塘 0.3，其他非濕地類型景觀 0.7.

采用自然濕地蓄水量和污染負荷指數2個指標表征濕地生態(tài)服務功能.自然濕地面積包括水域和潮間裸灘兩部分.污染負荷指數是以海灣的重金屬Pb含量來反映濕地凈化水質的能力［16，21］.當某地區(qū)污染物越多，污染物負荷指數越大，則濕地凈化污染物數量愈少，保持水質能力愈差.

表1 閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性評價指標體系Table 1 Evaluation index system for coastal wetland ecological vulnerability in eastern Fujian Province

2.3.3 響應層指標 將濕地生態(tài)系統(tǒng)響應層分為自然系統(tǒng)與人類系統(tǒng)兩部分.采用自然和人工濕地面積之和的變化反映自然對生態(tài)系統(tǒng)健康的響應.考慮到在正常情況下相對惡劣的生態(tài)環(huán)境無法供給、維持一個良好的人類社會，并且經濟相對較弱，因而采用人均GDP值來反映人類系統(tǒng)對生態(tài)系統(tǒng)變化的響應.

2.4 評價模型的建立

采用各單項指標因子和濕地生態(tài)脆弱性綜合評估閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性.

2.4.1 單因子評價模型 由于濕地生態(tài)系統(tǒng)并非一個平衡態(tài)的系統(tǒng)，濕地內部各種反饋機制也不是單純的線性關系，而是在不斷地與外界進行能量、物質交換的有序耗散結構，因此，簡單的線性關系不能反映濕地生態(tài)系統(tǒng)中各方面和層次的狀態(tài).這里選用邏輯斯蒂增長曲線模型來對各個單項指標進行評價［20］.該模型可表示為:

式中，P表示單項指標的生態(tài)環(huán)境質量指數評價值(無量綱值);R表示單項指標測度值(%).

對于常數 a、b，采用以下方法確定:當 R=0.01時，P值近似為0.001;當 R=0.99時，P值近似為0.999，則此時方程中的a、b分別為4.595和9.19.鑒于指標變化對生態(tài)脆弱性影響一致性問題，評價指標量值增加與生態(tài)系統(tǒng)健康的增加方向相同時的單項指標計算公式為:

當評價指標量值增加與生態(tài)系統(tǒng)健康的增加方向相反時，單項指標計算公式為:

式中，各指標含義同式(2).

2.4.2 多因子綜合評價模型 在各個單項指標值的基礎上，采用加權平均計算生態(tài)脆弱性綜合評價指數，其公式為:

式中:V為濕地生態(tài)脆弱性綜合評價指數;Wi表示i個指標的權重值;Pi表示第i個單項指標的評價值.

2.5 脆弱性等級劃分

根據已有研究結果［17，18，20，21］按照綜合評價得分高低，從高到低排序，反映研究區(qū)的生態(tài)脆弱狀況.生態(tài)脆弱性程度分級和生態(tài)脆弱狀態(tài)含義表示如下.(1)一級(0≤V＜0.2)，潛在脆弱.濕地景觀結構完整，狀態(tài)自然，活力強，功能水平正常，恢復力很強.(2)二級(0.2≤V＜0.4)，輕度脆弱.濕地景觀結構較完整，狀態(tài)較自然，活力較強，功能水平正常，恢復力較強.(3)三級(0.4≤V＜0.6)，中度脆弱.濕地景觀結構還算完整，自然狀態(tài)已受一定影響，活力衰退，功能水平有一定退化，對外界干擾的恢復力減弱.(4)四級(0.6≤V＜0.8)，重度脆弱.濕地景觀的結構破碎，自然狀態(tài)受到極大破壞，活力很差，功能水平很大程度上退化，對外界干擾響應迅速.(5)五級(0.8≤V≤1.0)，極度脆弱.濕地景觀的結構完全破碎，自然狀態(tài)已經徹底破壞，功能水平極低，對外界干擾響應迅速.

3 結果與分析

3.1 閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性單因子指標評價

當外界壓力超過濕地生態(tài)系統(tǒng)所能承受范圍時，便會對濕地生態(tài)系統(tǒng)的結構和功能造成損害，甚至導致濕地生態(tài)系統(tǒng)功能退化.閩東濱海濕地不同時期各指標值見表2，生態(tài)脆弱性單因子評價值與測度值見表3.1993－2010年，閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性各單因子指標變化趨勢各異，土地墾殖率由3.66%上升至4.5%，上升了近0.9%;人口密度上升了0.89%;人類干擾面積由1993年占研究區(qū)面積的9.9%增至13.7%.景觀多樣性指數增加0.0240，表明近二十多年來閩東濱海濕地多樣性程度有所提高.平均斑塊面積由81.11 hm2增加至87.34 hm2.然而，濕地平均彈性度減少 0.0133，地表蓄水量減少 4.64%;污染負荷指數有所增加.1993－2010年人均GDP增長9.5倍的同時，濕地總面積減少了364.23 hm2，這與人口和社會經濟的發(fā)展帶來的土地利用需求關系密切.

表2 不同時期閩東濱海濕地生態(tài)環(huán)境脆弱性評價指標值Table 2 Assessment index value of ecological environment vulnerability in coastal wetland of eastern Fujian Province in different periods

從項目層各指標變化來看，1993－2010年閩東濱海濕地壓力普遍增加，土地墾殖率不斷提高、人口密度增加，以及伴隨而來的人類干擾強度增強是閩東濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)壓力的主要來源.閩東地區(qū)二十多年來共增加近34萬人，從人口的地區(qū)分布上看，人口匯聚在沿?？h.人口大量增加造成人類生存所需資源以及對環(huán)境條件的需求提高，對環(huán)境資源索取能力提高與生產生活相關的人為干擾活動(灘涂養(yǎng)殖，圍墾養(yǎng)殖，圍海造陸等)使得濕地生態(tài)系統(tǒng)面臨較大壓力，脆弱性程度提高.人類活動雖然小幅度提高了閩東濱海的景觀多樣性，但也導致自然濕地景觀破碎度增大;平均斑塊面積增大表明濕地生態(tài)系統(tǒng)有趨于集中分布的趨勢.

一般而言，生態(tài)系統(tǒng)的彈性表征系統(tǒng)對外界干擾的抵抗能力，彈性越高，生態(tài)系統(tǒng)越穩(wěn)定.閩東濱海濕地彈性度降低，表明濕地對外界干擾的抵抗能力逐漸下降.濕地蓄水量的降低和污染負荷指數的提高主要是由于研究區(qū)自然濕地逐漸向人工景觀轉移所致［14］.

3.2 閩東濱海濕地生態(tài)脆弱性綜合評價

基于濕地生態(tài)系統(tǒng)總體生態(tài)脆弱性，將閩東濱海濕地壓力、活力、組織、彈性、服務、自然系統(tǒng)響應、人類系統(tǒng)響應等生態(tài)脆弱性單因子指標加權后得到研究區(qū)生態(tài)脆弱性綜合評價指數(V).如表3所示，2010年和2001年閩東濱海濕地的生態(tài)脆弱性綜合評價指數(V)分別為0.5374和0.5384，均屬中度脆弱等級.此等級濕地生態(tài)特征表現為:濕地景觀結構還算完整，但自然狀態(tài)已受一定影響，活力衰退，功能水平有一定退化，對外界干擾的恢復力減弱.進一步比較2個時期生態(tài)脆弱性綜合評價指數可知，2001－2010年研究區(qū)生態(tài)脆弱性指數值僅下降了0.001，脆弱性程度變化微小，說明此期間，雖然閩東濱海濕地壓力層各單因子指標均有所增加，而研究區(qū)脆弱性程度卻略有下降，這也從一個側面反映壓力因素雖然是濕地脆弱性增大的重要因素，然而，濕地總體脆弱性程度還需綜合考慮濕地系統(tǒng)固有結構所維持的狀態(tài)及其相應的自然和人類響應因素.1993－2001年和1993－2010年各單因子指標變化方向和程度不同，而研究區(qū)綜合脆弱性程度變化程度小，這可能是由于濕地生態(tài)系統(tǒng)非線性作用機制的存在，各單因子指標的線性變化經過濕地非線性系統(tǒng)內多重反饋機制綜合作用所致.

表3 閩東濱海濕地生態(tài)環(huán)境脆弱性評價結果1)Table 3 Assessment results of coastal wetland ecological vulnerability in eastern Fujian Province

4 小結與討論

基于生態(tài)系統(tǒng)健康理論與景觀生態(tài)學理論，運用邏輯斯蒂模型對閩東濱海濕地2001年和2010年2個時期濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性進行了定量評價.結果表明:2001年和2010年閩東濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)脆弱性綜合評價指數(V)分別為0.5384和0.5374，均處中度脆弱水平，閩東濱海濕地景觀結構還算完整，但自然狀態(tài)已受一定影響，活力衰退，功能水平有一定退化，對外界干擾的恢復力減弱.1993－2010年各指標測度值有所差異，但由于濕地生態(tài)系統(tǒng)非線性反饋機制的綜合作用，此期間濕地脆弱性變化程度較小.

當前濕地生態(tài)系統(tǒng)脆弱性評價主要集中在關于“時點”的靜態(tài)研究方面，這種基于脆弱性現狀特征的靜態(tài)評價，難以反映濕地脆弱性的動態(tài)變化趨勢.為此，本文以1993年的濕地生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)為基期(此時期閩東城市開發(fā)水平較低)，通過評價2001年與2010年不同時期的脆弱性狀態(tài)，以濕地脆弱性“時段”特征實現動態(tài)評估.“構建指標體系—確定評價單元—確定評價方法—劃分濕地脆弱性等級—綜合分析”濕地脆弱性評價程序基本得到認可和統(tǒng)一［7］，但由于研究資料、研究技術、評價對象的時空尺度性、濕地系統(tǒng)自身復雜性及自然和人文影響因素相互作用的復雜性，濕地評價中的不確定性普遍存在.這種不確定性問題在本文中主要表現在兩方面.一方面，生態(tài)脆弱性等級采用等距劃分，主觀性較強;同一級別內的不同類別在評分的時候沒有顯示出區(qū)別而產生的不確定性，或不同級別的分界處的評分過分拉大也會產生不確定性.目前降低不確定性的方法有隨機數學方法、模糊數學及灰色系統(tǒng)方法［23］，但現有的有限的零散濕地監(jiān)測數據，使得上述方法受到一定限制.另一方面，在計算各單因子評價指標時，需要根據研究區(qū)的實際情況，確定測度值增量對生態(tài)系統(tǒng)脆弱性或健康程度的影響方向.如1993－2010年單位面積NDVI值上升了1%，實地調查發(fā)現，這種上升主要是因為研究區(qū)原本裸露的潮間灘涂和淺海水域圍墾成為農田.而對于濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)而言，潮間裸灘的影響大于農田，故這種變化對閩東濱海濕穩(wěn)定性的維持反而不利.同時，寧德的飛鸞、漳灣和霞浦等地，均有不同面積的互花米草入侵，導致NDVI值提高，然而，互花米草的生物入侵對于濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)來說是極為不利的因素.因而，濕地脆弱性評價過程中，不論是指標體系構建還是評價模型計算都應保持對不確定性問題的關注，這也將是今后濕地脆弱性評價研究的難點和重要突破口.

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