人類活動對鹽城海岸線與濱海濕地的影響研究

郭紫茹，王 剛，吳玉琴，陳 浩，李玉鳳，劉紅玉①

(1.南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 210023；2.江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)，江蘇 鹽城 224333；3.南京師范大學(xué)海洋科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 南京 210023)

濱海濕地是介于陸地和海洋生態(tài)系統(tǒng)間復(fù)雜的自然綜合體，是生物多樣性豐富、生產(chǎn)力高、具較高保護價值的濕地生態(tài)系統(tǒng)之一[1]；同時，濱海濕地也是受人類活動影響最嚴(yán)重的濕地類型。目前，我國濱海濕地因圍墾喪失的面積比例高達50%以上，各種人類活動對原有濕地生態(tài)功能的影響也日益顯著[2]。圍墾、港口建設(shè)等人類活動不僅導(dǎo)致大量濕地喪失與破碎化，而且導(dǎo)致濕地生境質(zhì)量逐漸降低，功能逐漸喪失，嚴(yán)重影響區(qū)域生物多樣性保護功能[2-4]。為此，人類活動對濱海濕地影響的研究受到國內(nèi)外研究者、政府部門及濕地管理者的廣泛關(guān)注。

江蘇鹽城濱海區(qū)域是由古黃河三角洲和長江三角洲所存泥沙在黃海和東海波浪沖撞及潮汐作用下形成的淤泥質(zhì)平原海岸。它是東北亞-澳大利亞候鳥遷徙的重要通道、停歇地和越冬地，對生物多樣性保護尤其對水禽保護具有重要意義[5-6]。然而，鹽城濱海自古是人類活動頻繁地區(qū)，灘涂圍墾、港口建設(shè)和人為引進互花米草是人類活動作用于鹽城濱海最主要也是最廣泛的方式[7]。這些人類活動對濱海濕地的影響主要體現(xiàn)在2個方面：一是濕地邊緣-自然海岸線發(fā)生變化；二是自然濕地類型向人工濕地類型轉(zhuǎn)變[8]。由于海堤、港口建設(shè)需要，人工岸線不斷發(fā)展，自然岸線發(fā)生改變，濕地大量喪失[9]。目前，相關(guān)研究主要集中在海岸線時空變化[10-11]、濕地景觀變化[12-13]、土地利用與濕地變化[14-15]以及圍墾對環(huán)境影響[16-17]等方面，針對人類活動對自然岸線和濱海濕地的影響尚不夠全面與深入。為此，利用遙感和GIS技術(shù)研究圍墾、港口建設(shè)和互花米草擴張等人類活動對鹽城自然岸線及濕地的影響，揭示其時空演變特征與趨勢，為科學(xué)合理開發(fā)利用濱海濕地提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

鹽城濱海灘涂面積廣大，約占江蘇省灘涂總面積的75%，分屬響水縣、濱?？h、射陽縣、大豐市和東臺市[1](圖1)。鹽城海岸整體為粉砂淤泥質(zhì)類型，以射陽河口為界南淤北侵，其濕地圍墾歷史悠久，坐落著射陽港、大豐港等多個大中型港口。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)獲取與處理

岸線信息提取自1987—2018年Landsat OLI/TM/ETM數(shù)據(jù)，分辨率均為30 m?？紤]到港口建設(shè)時間和數(shù)據(jù)可獲取性，大致以5 a為時間間隔，分別選取1987、1992、1998、2002、2007、2011和2018年每年各2期遙感影像。所用Landsat影像均來自地理空間數(shù)據(jù)云(http:∥www.gscloud.cn/)(表1)。

表1 各期數(shù)據(jù)來源影像列表

通過野外沿海調(diào)查，并輔助結(jié)合近海海洋綜合調(diào)查與評價專項(“908專項”)鹽城海岸專題數(shù)據(jù)和Google影像，與遙感影像對照，采用面向?qū)ο蟊O(jiān)督分類和目視解譯相結(jié)合的方法，對研究區(qū)2018年濕地類型進行解譯，經(jīng)2018年11月中旬沿海調(diào)查驗證，2018年影像解譯精度均超過93%。以2018年解譯圖層為底圖，對照遙感影像、Google影像和其他歷史文獻資料，依次解譯其他年份影像，從而避免解譯誤差。

2.2 岸段劃分與岸線、濕地信息提取

根據(jù)張學(xué)勤等[18]研究結(jié)果以及鹽城海岸淤蝕和分布特征，將鹽城海岸分成4段：灌河口—翻身河口(岸段1)、翻身河口—射陽河口(岸段2)、射陽河口—斗龍港口(岸段3)和斗龍港口以南(岸段4)，其中岸段1和岸段2為侵蝕岸段，岸段3為淤蝕交替岸段，包括鹽城保護區(qū)核心區(qū)、北緩沖區(qū)和部分北實驗區(qū)，岸段4為淤長岸段。

選擇植被線作為鹽城海岸線的指示岸線。同時結(jié)合地域特征和研究目標(biāo)，將海岸線分為自然岸線和人工岸線。研究區(qū)不同類型海岸線采用的遙感判讀原則[19]見表2。

表2 遙感解譯標(biāo)志

參照《濕地公約》將鹽城濱海濕地劃分為3大類：自然濕地類型(水域、光灘、草灘、堿蓬沼澤、蘆葦沼澤和互花米草沼澤)、人工濕地類型(待利用地、養(yǎng)殖塘和水田)和非濕地類型(建設(shè)用地)。其中蘆葦類型包括人工蘆葦和自然蘆葦；待利用地指新圍墾的區(qū)域，由于尚未開發(fā)，還保留著大面積的光灘或荒草地[20]。

2.3 岸線速率計算

利用美國地質(zhì)調(diào)查局(USGS)研發(fā)的數(shù)字海岸線分析系統(tǒng)(digital shoreline analysis system，DASA)[21]，采用ArcGIS 10.5軟件，對1987—2018年江蘇鹽城圍墾岸線和海岸線進行定量化分析。首先，根據(jù)鹽城圍墾岸線走向，在向海一側(cè)生成一條與圍墾岸線大致平行的基線。其次，以500 m為間隔，進行多次擬合、調(diào)整后生成與基線垂直，并與所有海岸線及圍墾岸線相交的499條垂線，自北向南編號為1～499(其中編號1～106為岸段1，107～213為岸段2，214～297為岸段3，298～499為岸段4)。由于射陽港區(qū)和大豐港區(qū)范圍較小，以20 m為間隔自北向南再生成垂線，并重新進行編號(其中編號1～513為射陽港，514～1 141為大豐港)。根據(jù)研究需要計算不同時段岸線終點變化速率，以反映岸線變化的空間差異。終點變化速率(end point rate)計算公式為

(1)

式(1)中，REP，i，j為相鄰年份間某條垂線處岸線終點變化速率；Si,j為沿垂線第j期與第i期海岸線的距離；ΔYi,j為第j期與第i期岸線年差值。

3 結(jié)果與分析

3.1 圍墾對鹽城海岸線影響

3.1.1岸線長度及類型變化

1987—2018年鹽城濕地圍墾致使岸線長度與類型發(fā)生巨大變化(圖2～3)。從岸線長度來看，研究區(qū)岸線總長度以2007年為轉(zhuǎn)折點，呈現(xiàn)先減短后增長趨勢，2007年之前，研究區(qū)海岸線由1987年的325 399 m縮減至2007年的279 045 m，年均縮短2 318 m，其中，1998—2002年減速最快，達4 027 m·a-1。2007年之后，岸線整體上呈增長趨勢，11 a共增長4 892 m，年均增長速率為445 m·a-1，且岸線增速由2007—2011年的1 060 m·a-1減小到2011—2018年的93 m·a-1，岸線長度逐漸趨于穩(wěn)定。不同岸段岸線長度變化不同，侵蝕岸段(岸段1和岸段2)岸線長度以2002年為轉(zhuǎn)折點，呈現(xiàn)先增長后減短趨勢，但變化率較小。淤蝕交替岸段(岸段3)岸線長度大致呈現(xiàn)縮短趨勢，僅在2011—2018年岸線略有增長，其中1987—1998年縮短速率較快，年均縮短502 m，1998—2011年岸線縮短速率較慢，為199 m·a-1。淤長岸段(岸段4)岸線在1987—1992年年均縮短1 398 m，2002—2011年增長速率為623 m·a-1，2011—2018年岸線又年均減少444 m。

從岸線類型變化來看，整個鹽城濱海濕地自然岸線不斷縮短，共減少125 001 m，年均縮短4 129 m·a-1，人工岸線長度持續(xù)增加，岸線人工化趨勢明顯。1987—1998年人工岸線長度緩慢增加，年均增加657 m，人工岸線長度占比由12.03%增加到15.71%；1998—2007年，由于港口建設(shè)等圍墾開發(fā)活動，人工岸線長度迅速增加，增速高達5 501 m·a-1，人工岸線長度占比迅速提升到34.57%；2007年之后，圍墾活動得到嚴(yán)格監(jiān)管，人工岸線長度增速減緩，但由于開展互花米草治理，自然岸線長度縮短明顯，人工岸線長度占比提高到43.92%。不同岸段岸線類型及其占比變化也不同，其中侵蝕岸段(岸段1和岸段2)由1987年的84 844.8 m縮短到2018年的40 129 m，人工岸線長度占比由28.21%增加到66.07%；2011年之前，岸段3均為自然岸線，2011—2018年人工岸線長度增加2 748 m，占比增加到6.15%；岸段4自然岸線不斷縮減，以2002年為界縮短速率先快后慢，年均縮短753 m，岸線人工化程度在2002年之后迅速提升，2018年人工岸線長度占比達36.33%。

3.1.2海岸線遷移速率變化

鹽城海岸線依然保持“南淤北蝕”的大規(guī)律，岸線遷移速率時空差異明顯(圖4)。1987—1998年岸段1海岸線略有侵蝕，年均西蝕2.8 m；1998—2002年岸段1侵蝕加劇，蝕退速度高達20.0 m·a-1，侵蝕主要發(fā)生在廢黃河口—翻身河口岸段；2002—2011年繼續(xù)保持侵蝕，但蝕退速度下降到8.7 m·a-1；2011—2018年灌河口附近淤積明顯，整體淤積大于蝕退，岸段平均東淤3.0 m·a-1。1987—2007年岸段2以扁擔(dān)港為界呈“北蝕南淤”趨勢，且岸段變化速率整體由1987—1992年的9.7 m·a-1下降到2002—2007年的-9.0 m·a-1；2007年之后淤蝕交替點不斷南移至射陽河口，侵蝕岸段增長，但侵蝕速率減慢，由2007—2011年的20.1 m·a-1減慢到2011—2018年的-10.9 m·a-1。2011年之前岸段3以淤積為主，快速淤積岸段主要集中在江蘇鹽城國家級珍禽自然保護區(qū)核心區(qū)，1992—1998年岸段整體淤積速率最快，高達111.4 m·a-1，2011—2018年岸線由淤轉(zhuǎn)蝕，保護區(qū)核心區(qū)和北緩沖區(qū)岸段蝕退速率達10.2 m·a-1。1987—2007年岸段4海岸線東淤速率不斷提高，由41.3 m·a-1增加到240.8 m·a-1，2007年之后淤積速率減緩，2011—2018年淤積速率下降到142.0 m·a-1，淤積重心南移。

如圖4所示，通過對比30 a來鹽城海岸線和圍墾岸線遷移速率發(fā)現(xiàn)，1987—1992年研究區(qū)圍墾強度較小，僅在岸段2和岸段4有部分圍墾，海岸線受人類活動影響較少，其變遷以自然因素為主導(dǎo)，岸線遷移速率較小，保持“南淤北蝕”的大規(guī)律；1992年之后，人類活動強度增加，圍墾等人類活動逐漸成為海岸線變遷的主導(dǎo)因素，海岸線變遷規(guī)律與圍墾岸線變遷規(guī)律基本保持一致，淤蝕交替點隨著圍墾重心南移而不斷南遷。

3.1.3港口工程建設(shè)對岸線的影響

港口建設(shè)同其他圍墾活動一致，也會導(dǎo)致海岸線人工化，促進岸線明顯東遷。但不同于其他圍墾活動，港區(qū)岸線呈獨特的淤積格局。以射陽港區(qū)和大豐港區(qū)為例，其中射陽港區(qū)位于岸段3，屬于淤蝕交替岸段，大豐港區(qū)位于岸段4，屬于淤長型岸段。如表3和圖5所示，受海陸作用和人為開發(fā)綜合影響，31 a來射陽港區(qū)和大豐港區(qū)海岸線長度呈波動增長態(tài)勢，但因所處地理區(qū)位不同，開發(fā)時間和利用程度也不盡相同，岸線變化存在一定區(qū)別。

表3 射陽港區(qū)和大豐港區(qū)海岸線構(gòu)成長度變化

如表3所示，從岸線長度來看，2011—2018年射陽雙導(dǎo)堤建成，射陽港區(qū)岸線總長度增加1 173.7 m，年均增加146.6 m·a-1。大豐港區(qū)于1992年開始建設(shè)，直到1998年建成一期導(dǎo)堤，海岸線長度年均增加982.1 m·a-1；1998—2002年之后，受互花米草入侵影響，岸線趨于平直，總長度年均縮短581.3 m；2002—2007年，港區(qū)建設(shè)導(dǎo)致岸線外伸，增長443.4 m·a-1，2007—2018年，受圍墾外伸與裁彎取直共同作用，岸線長度基本穩(wěn)定。

如表3所示，從岸線類型變化來看，2007年之前，射陽港區(qū)港口建設(shè)尚未開始，射陽港區(qū)岸線均為自然岸線，2007年之后，人工岸線占比呈增加趨勢。2007—2011年射陽港區(qū)人工岸線達到1 888.6 m，占總長度的16.00%；2011—2018年人工岸線長度增加到3 783.9 m，人工岸線長度占比達25.45%。相比于射陽港區(qū)，大豐港港口碼頭開發(fā)建設(shè)較早，1992年之前，大豐港區(qū)均為自然岸線；1992—1998年大豐港一期工程建設(shè)和互花米草斑塊外伸，自然岸線隨著海洋作用和互花米草的引進種植增長明顯，人工岸線長度也迅速增加，人工岸線長度占比達17.07%；1998—2002年互花米草擴張集中成片，自然岸線長度占比增加，人工岸線長度縮短，人工岸線長度占比降低到6.21%；2002年之后，海岸線開發(fā)利用強度和人工岸線規(guī)模越來越大。其中2007—2011年大豐港區(qū)人工岸線長度增長率最大，是1992—1998年的近5倍，2018年大豐港區(qū)人工岸線長度占岸線總長度的47.53%。

從岸線遷移速率來看，2011年射陽港港口雙導(dǎo)堤建成后，其南北兩側(cè)出現(xiàn)不同程度拱形淤積。2011—2018年射陽港區(qū)導(dǎo)堤南側(cè)輻射岸段海岸線平均向海(向東)淤進716.6 m；2016年導(dǎo)堤北側(cè)開始圍墾，出現(xiàn)“凸”字形圍堤，圍堤北邊界與導(dǎo)堤基本平行，圍墾地北側(cè)促淤輻射岸段平均向海推進371.2 m。由于導(dǎo)堤及互花米草的促淤作用，1998—2002年大豐港區(qū)港口兩側(cè)出現(xiàn)明顯淤積，南北側(cè)分別平均向海推進631.7和239.5 m，促淤導(dǎo)致的新增陸地面積分別達到59.2和18.8 hm2。只考慮導(dǎo)堤促淤作用，2002—2007年大豐港區(qū)輻射岸段略有延長，北側(cè)岸線淤積格局保持不變，岸線平均向海擴張277.0 m，新增陸地90.1 hm2；南側(cè)岸線形態(tài)變成斜S形，岸線變遷速率呈減小-增大-減少趨勢，整體向海推進707.1 m，新增陸地22.0 hm2。2007—2018年，大豐港區(qū)導(dǎo)堤輻射影響范圍北側(cè)海岸線基本保持穩(wěn)定，沒有明顯淤蝕，岸線平均變遷速率<5 m·a-1。大豐港區(qū)南側(cè)岸線在2007—2011年受南來潮流影響，繼續(xù)發(fā)生變化，由斜S形變?yōu)樾逼滦?，岸線變遷速率向南一直減小，在距導(dǎo)堤南側(cè)約297.3 m處海岸線開始發(fā)生侵蝕，侵蝕速率慢于淤積，但范圍大于淤積范圍，淤蝕基本抵消，所以輻射岸段總體保持穩(wěn)定；在2011—2018年基本保持穩(wěn)定，同時期變遷速率小于北側(cè)。

3.2 圍墾對濕地面積和類型的影響

3.2.1新增圍墾面積變化

1987—2018年研究區(qū)圍墾面積不斷增加，自然濕地面積累計損失達106 751.6 hm2，年均圍灘速率為3 443.6 hm2·a-1，圍墾強度以2002年為界呈現(xiàn)先增加后減少趨勢。1987—1992年研究區(qū)經(jīng)濟欠發(fā)達，圍墾速率慢，圍墾面積新增6 865.7 hm2，年均圍灘速率僅1 173.1 hm2·a-1；1998—2007年圍墾速率最快，新圍灘地面積共計51 924.3 hm2，圍灘速率高達5 769.4 hm2·a-1，是1987—1992年的4倍，占31 a來研究區(qū)圍墾總面積的48.6%；2007—2018年圍墾速率有所下降，但圍墾強度仍保持2 189.2 hm2·a-1的較高水平。

3.2.2圍墾對濱海濕地類型的影響

圍墾對研究區(qū)濕地類型影響十分嚴(yán)重。如圖6所示，整體來看，由于圍墾大量自然濕地轉(zhuǎn)化成人工濕地或者非濕地。1987—2018年的31 a間，自然濕地面積由322 063.08 hm2縮小到220 642.96 hm2，損失的主要是堿蓬沼澤(占比為30.92%)和光灘(占比為47.08%)；人工濕地面積由7 968.66 hm2擴大到104 579.96 hm2，增長12倍多，增加的主要是養(yǎng)殖塘(占比為66.64%)和水田(占比為27.90%)；非濕地類型也直接增加4 808.9 hm2，面積相對較小，但增速很快。

如表4所示，1987—1992年研究區(qū)新增圍墾區(qū)域原濕地以堿蓬沼澤、草灘沼澤和蘆葦沼澤為主，分別占總圍墾面積的43.34%、34.01%和18.36%，圍墾后40.88%的自然濕地轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘，58.96%轉(zhuǎn)為待利用地；1992—1998年被圍墾的自然濕地面積陡然上升，圍墾原濕地類型以蘆葦沼澤(64.67%)為主，轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘的面積為8 381.2 hm2，是1987—1992年的近4倍，轉(zhuǎn)為水田的面積為8 381.2 hm2，新增養(yǎng)殖塘和水田面積占該時段新增圍墾面積的93.68%；1998—2002年自然濕地主要轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘，面積為28 308.1 hm2，占該時段新增圍墾面積的91.92%；2002年之后，新增圍墾區(qū)域以養(yǎng)殖塘、待利用地和水田為主，被圍墾的自然濕地中蘆葦、草灘和堿蓬等原生鹽沼濕地面積較1998—2002年大幅下降，光灘和互花米草沼澤面積占比則不斷上升，由16.18%上升到69.16%，被圍墾的堿蓬濕地面積也明顯減少。由于大豐港和射陽港口的建設(shè)，1998年之后研究區(qū)出現(xiàn)部分自然濕地直接轉(zhuǎn)為建設(shè)用地的情況，同時由于生態(tài)保護，部分養(yǎng)殖塘恢復(fù)為蘆葦沼澤，2011—2018年條子泥墾區(qū)出現(xiàn)待利用地轉(zhuǎn)為堿蓬沼澤的逆利用，進一步推動了自然濕地保護。

表4 鹽城新增圍墾區(qū)域內(nèi)濕地土地利用類型變化

從岸段來看，圍墾導(dǎo)致的濕地類型轉(zhuǎn)變主要發(fā)生在淤蝕交替岸段(岸段3)和淤長岸段(岸段4)，即射陽河以北區(qū)域。岸段1濕地類型變化以蘆葦沼澤、米草沼澤、堿蓬沼澤和光灘轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘為主，轉(zhuǎn)化面積達1 338.6 hm2，占比為78.73%；岸段2以蘆葦沼澤和堿蓬沼澤轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘為主，轉(zhuǎn)化面積達3 261.2 hm2，占比為65.65%；岸段3以蘆葦沼澤轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘和水田以及堿蓬沼澤轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘為主，轉(zhuǎn)化面積分別為13 310.5 hm2(占比為63.72%)和4 406.5 hm2(占比為21.09%)；岸段4主要有14 317.3 hm2(占比為17.98%)的草灘沼澤轉(zhuǎn)為人工濕地、26 769.6 hm2(占比為33.62%)的堿蓬沼澤和米草沼澤轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘以及17 764.9 hm2(占比為22.31%)的光灘轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘和待利用地。

3.2.3港口工程建設(shè)對濱海濕地的影響

相比于其他圍墾活動，港口工程建設(shè)土地利用變化程度更大。射陽港區(qū)和大豐港區(qū)2個港區(qū)劃定面積共20 503.7 hm2，港區(qū)建設(shè)導(dǎo)致自然濕地?fù)p失面積達8 619.0 hm2，占港區(qū)面積的42.04%，其中建港后自然濕地面積損失計6 834.9 hm2，占港區(qū)面積的33.33%。港區(qū)建設(shè)等工程建設(shè)對濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的影響明顯。

射陽港區(qū)位于淤蝕交替岸段，建設(shè)時間較晚，建港之前濕地演化由自然因素主導(dǎo)，濕地變化規(guī)律與岸段3基本一致，主要為互花米草沼澤的擴張利用以及堿蓬沼澤和蘆葦沼澤轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘。如表5所示，2011—2018年射陽港口建設(shè)興起，自然濕地面積繼續(xù)減少128.9 hm2，年均減少18.4 hm2·a-1，待利用地和建設(shè)用地面積迅速增加。

表5 射陽港區(qū)濕地土地利用類型變化

大豐港區(qū)位于完全淤長岸段，建設(shè)時間較早，建港前濕地演化同樣由自然因素主導(dǎo)，變化趨勢與岸段4一致。如表6所示，1998年建港之后，20 a來港區(qū)自然濕地面積減少6 705.9 hm2，侵占的自然濕地以堿蓬和光灘為主，占大豐港區(qū)面積的51.01%，年均減少335.3 hm2，縮減速率是建港前的近5倍，養(yǎng)殖塘和待利用地等人工濕地面積迅速增加，建設(shè)用地占比提高到17.56%。

表6 大豐港區(qū)濕地土地利用類型變化

4 結(jié)論

利用GIS和RS技術(shù)對鹽城濱海濕地與海岸線進行監(jiān)測，通過分析得到以下結(jié)論：

(1)圍墾改變了鹽城海岸線長度與構(gòu)成類型。隨著圍墾工程不斷實施，鹽城圍海大堤持續(xù)向海推進，岸線長度總體呈現(xiàn)減少趨勢，岸線長度以2007年為轉(zhuǎn)折呈現(xiàn)先減小后增長趨勢，縮短速率為2 318 m·a-1，增長速率為444.7 m·a-1，近年來基本保持穩(wěn)定。人工岸線不斷增長，占比由12.03%提高到43.92%，大大增強了人工干擾。1987—1992年鹽城海岸線變遷以自然因素為主導(dǎo)，保持南淤北蝕的規(guī)律；1992年之后，由于人類活動增強，圍墾等人類活動逐漸成為海岸線變遷的主導(dǎo)因素，海岸線變遷規(guī)律與圍墾岸線變遷規(guī)律基本保持一致。

(2)圍墾對鹽城濕地面積和類型影響十分突出。從濕地面積時間變化來看，圍墾導(dǎo)致自然濕地面積喪失106 751.6 hm2，占1987年自然濕地總面積的33.14%，其中穩(wěn)定岸段(岸段3)和淤長岸段(岸段4)自然濕地面積減少100 521.0 hm2，占整個岸段的94.16%。1998—2007年鹽城圍墾速率最快，侵占自然濕地面積為51 924.3 hm2，占1987—2018年濕地?fù)p失總面積的48.6%；2007—2018年侵占速率有所下降，但仍保持2 189.2 hm2·a-1的較高水平。從濕地類型變化來看，圍墾導(dǎo)致大量自然濕地轉(zhuǎn)為人工濕地和非濕地，研究區(qū)圍墾土地利用以養(yǎng)殖塘為主，自然濕地轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘的面積達69 973.2 hm2，占土地利用類型變化面積的65.50%。其中侵蝕岸段(岸段1和岸段2)圍墾土地利用以養(yǎng)殖塘為主；岸段3除轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖塘外，還有4 475.4 hm2(占比為21.42%)的蘆葦沼澤轉(zhuǎn)為水田；岸段4圍墾的草灘沼澤明顯高于其他岸段，圍墾的濕地轉(zhuǎn)為待利用地的比例也高于其他岸段，達19.97%。

(3)港口建設(shè)對鹽城海岸線性質(zhì)和濕地喪失產(chǎn)生嚴(yán)重影響。射陽港區(qū)人工岸線長度占比達25.45%，而大豐港區(qū)高達47.53%。港口導(dǎo)堤建設(shè)促淤格局較獨特，對岸線遷移產(chǎn)生獨特影響，導(dǎo)堤南、北兩側(cè)岸線淤積形態(tài)由雙拱形轉(zhuǎn)為斜S形和拱形后再轉(zhuǎn)為拱形和斜坡形，受南來潮流影響，南側(cè)岸堤淤積輻射范圍明顯大于北側(cè)，且岸線穩(wěn)定期也遲于堤北。港區(qū)建設(shè)導(dǎo)致自然濕地面積損失達6 834.9 hm2，占1987—2018年港區(qū)自然濕地?fù)p失總面積的79.30%，其中大豐港區(qū)人工濕地和非濕地面積增加速率明顯高于射陽港區(qū)。

鹽城濱海濕地是2個國家級保護區(qū)和1個世界遺產(chǎn)名錄所在地，是東亞-澳大利亞候鳥遷徙重要停歇地，是以丹頂鶴為代表的許多珍稀瀕危鳥類越冬地，生物多樣性極其豐富。人類活動帶來的岸線和濕地變化，對鳥類棲息地利用產(chǎn)生巨大負(fù)面影響。為此，建議控制鹽城圍墾速率，減小圍墾強度，使圍墾速率與岸線自然淤長速率相宜，不影響其自然演替；建議加強對鹽城海岸帶岸線和自然濕地的監(jiān)測和研究，加強濱海濕地保護與立法，重點保護海岸線和濕地資源；建議推廣退漁還濕等濕地恢復(fù)工程，協(xié)調(diào)好棲息地生態(tài)保護與區(qū)域社會經(jīng)濟發(fā)展的關(guān)系。