康 婧,孫永光,李 方,袁 蕾,齊 玥,付元賓,馬紅偉,林 霞 (國家海洋環(huán)境監(jiān)測中心,遼寧 大連266061)

生態(tài)敏感性是指生態(tài)系統(tǒng)對人類活動干擾和自然環(huán)境變化的反映程度,說明發(fā)生區(qū)域生態(tài)環(huán)境問題的難易程度和可能性大小及恢復(fù)程度[1].生態(tài)敏感性程度的高低反映了一個區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的自我調(diào)節(jié)能力和生態(tài)環(huán)境抗干擾能力,生態(tài)敏感性越高,區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性越差,越容易出現(xiàn)生態(tài)環(huán)境問題,它是評價生態(tài)安全、生態(tài)系統(tǒng)脆弱性、生態(tài)功能區(qū)劃等的重要因素和指標[2].全球變化背景下,脆弱性從暴露、敏感性和適應(yīng)性(恢復(fù)力)等方面開展研究,敏感性研究轉(zhuǎn)為在脆弱性框架下展開,是影響脆弱性程度的一個因素[3].歐洲ATEAM項目拓寬了IPCC脆弱性的概念,環(huán)境變化不僅涵蓋氣候變化,還包括其他全球變化如社會經(jīng)濟因素變化、土地利用變化等,敏感性是指人類—環(huán)境系統(tǒng)受到環(huán)境變化的正面或負面影響的程度[4].全球生物多樣性公約締約大會(CBD)認為生態(tài)敏感性分析包括兩個方面,一方面是分析系統(tǒng)內(nèi)部在自然狀態(tài)下的自我調(diào)節(jié)能力,取決于系統(tǒng)的自身結(jié)構(gòu)特征;另一方面關(guān)注系統(tǒng)在外界壓力下的抗干擾能力,即復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)中,人類活動和全球變化下系統(tǒng)的潛在應(yīng)對能力,這一部分能力不僅取決于系統(tǒng)自身特性,也取決于外界壓力的類型和擾動強度.

目前,國內(nèi)外對生態(tài)系統(tǒng)敏感性的研究較多,但多從景觀生態(tài)學角度出發(fā)[5-7],以GIS為主要技術(shù)手段,通過對植被類型、土地利用格局等要素的識別和變化分析進行生態(tài)敏感性評價及區(qū)劃[8-11],研究對象多以局部地區(qū)的陸地生態(tài)系統(tǒng)為主[12-14].生態(tài)敏感性評價的出發(fā)點涵蓋了生態(tài)系統(tǒng)的各個層次,重在對研究對象本身的敏感性進行半定量的分析和評價,評價指標包括物種相關(guān)指標、景觀格局指標、基于理化要素的敏感性及基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)分析等[15-18],對整個河口生態(tài)系統(tǒng)包括其近岸海域的生態(tài)敏感性評價研究較少;在海域使用變化的研究方面也多集中在變化過程以及驅(qū)動力的分析上[19-20],專門對海域使用變化下河口生態(tài)系統(tǒng)的敏感性及其響應(yīng)機制的研究還不多見.本文通過監(jiān)測遼河口的海域使用變化,從時間維和空間維對該區(qū)域的人類干擾強度變化進行分析,利用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化率與人為干擾度變化率的比值對生態(tài)系統(tǒng)在海域使用變化驅(qū)動下的敏感性響應(yīng)靈敏程度進行表征,建立海域使用變化下的生態(tài)敏感性指數(shù),旨在建立能夠反應(yīng)河口生態(tài)系統(tǒng)對海域使用變化敏感程度的評價方法,為評價我國近海區(qū)域海洋生態(tài)敏感性提供技術(shù)支撐;此外,通過上述方法識別出受海域使用變化影響的重點區(qū)域,將為我國典型河口區(qū)域海洋綜合管理,區(qū)域經(jīng)濟發(fā)展和環(huán)境綜合整治提供基礎(chǔ).

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于遼東灣頂部的平原淤泥質(zhì)河口區(qū)域,包括盤山、大石橋、大洼、營口等縣市范圍內(nèi)的主要濕地分布區(qū)域和海域,范圍為40°25′N～41°30′N,121°20′E～122°10′E(圖1).全區(qū)海拔在3～10m之間,屬暖溫帶大陸性半濕潤季風氣候區(qū),年平均氣溫 8.0℃,年平均降水量620～730mm,冬季盛行東北風,夏季盛行西南風.區(qū)內(nèi)遼河口(雙臺子河)和大遼河口為緩混合型陸海雙相河口,沿岸主要為濱海與堆積平原,地勢平坦.本區(qū)內(nèi)有遼河口國家級自然保護區(qū)[21].

2 數(shù)據(jù)處理與方法

2.1 遙感影像獲取與處理

以4個時期(1990年、2000年、2007年和2014年)遙感影像和 2014年實地調(diào)查的地表覆蓋信息為基礎(chǔ),利用ENVI軟件對4個時期的遙感影像進行目視解譯得到研究區(qū)濱海濕地分類圖,利用GIS工具計算統(tǒng)計各類型面積.

2.1.1 遙感數(shù)據(jù)源 1990年和 2000年的Landsat TM 數(shù)據(jù)來自美國地質(zhì)調(diào)查局(USGS),兩期影像日期分別為1990年8月24和2001年9月3日,影像含7個波段,波段1～5和波段7的空間分辨率為 30m,波段 6(熱紅外波段)的空間分辨率為120m;2007年和2014年的SPOT5數(shù)據(jù)由基金項目(編號：41606106)購置,兩期影像日期分別為2007年6月25日和2014年5月22日,影像包含1個全色波段和3個多光譜波段,其中全色波段分辨率為 2.5m,多光譜波段分辨率為10m.為便于區(qū)分濕地植被類型,研究選擇5月底～9月初植物生長季清晰且云量少的遙感影像進行解譯,以便于植被類型判別.遙感影像經(jīng)過大氣校正、輻射校正等預(yù)處理后采用地面控制點方法(本地區(qū)地形平坦,每 2km 均勻布設(shè) 1個控制點)進行圖像精校正,將幾何誤差控制在1個像元以內(nèi).

圖1 研究區(qū)位置示意Fig.1 The study area in the Liaohe estuary, Panjin City,Liaoning Province

2.1.2 實地調(diào)查 2014年9月,通過開展實地調(diào)查,共記錄91個調(diào)查點的GPS位置和地表覆被信息,用于解譯之后的精度評估.

2.1.3 遙感圖像解譯和修正 將 TM 遙感影像的5、4、3波段與SPOT遙感影像3、2、1波段進行標準組合假彩色合成,并進行地理校正.參考文獻[22]的解譯標志和研究區(qū)實際采樣點數(shù)據(jù),運用人工目視解譯方法進行遼河口濕地景觀解譯,將遼河口濕地劃分為圍海養(yǎng)殖、開放海域、蘆葦群落、鹽地堿蓬、泥灘、河流和水田等.利用現(xiàn)場調(diào)查的91個點對解譯結(jié)果進行驗證,其中84個采樣點解譯結(jié)果與現(xiàn)場調(diào)查結(jié)果一致,誤判7個采樣點,總體解譯精度 92%以上.對誤判區(qū)進行修正,得到1990年～2014年的4期濱海濕地分類專題信息數(shù)據(jù).

2.2 方法

2.2.1 海域分類方法 根據(jù)遙感解譯結(jié)果,按照《海域使用分類》(HY/T 123-2009)[23]標準,結(jié)合《濱海濕地信息分類體系》,研究區(qū)的主要海域類型包括開放海域、開放式養(yǎng)殖用海、人工魚礁用海、圍海養(yǎng)殖用海、船舶工業(yè)用海和港口用海等.根據(jù)本文研究目的,結(jié)合孫永光等[24]研究成果,進一步將分類結(jié)果確定為 3種類型：(幾乎)無干擾型、半干擾型、全干擾型,在此基礎(chǔ)上分出20個子類型.人為干擾度指數(shù)(HI)參照陳愛蓮等[25]雙臺河口生態(tài)干擾強度確定方法,根據(jù)雙臺子河口人類活動頻率和人類活動過程對生態(tài)系統(tǒng)的影響程度,對海域使用類型的人為干擾度進行賦值(表1),其中,HI＜0.3為無干擾;0.3≤HI≤0.75 為半干擾;0.75＜HI為全干擾.根據(jù)海域使用分類體系,通過目視解譯進行矢量信息的分類提取.在ARCGIS10.0支持下,采用人工目視判讀方法,對聚類分類結(jié)果進行類型判定.對復(fù)雜類型或疑點區(qū)進行標記,待野外校驗給予解決.信息提取完成后進行拓撲查錯,建立研究區(qū)海域使用類型數(shù)據(jù)庫.

2.2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值計算 海岸帶是海洋生態(tài)系統(tǒng)向陸地生態(tài)系統(tǒng)的過渡區(qū)域,是全球最重要的生態(tài)交錯帶[26-27].海岸帶區(qū)域受海陸多種因素影響.社會經(jīng)濟的發(fā)展會引起海域使用變化,用海的變化又會對區(qū)域生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生深刻的影響[19].海域使用產(chǎn)生的巨大變化影響海岸帶區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動等生態(tài)過程,對生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能造成影響,進而影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和生態(tài)環(huán)境效益[28-29].生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的估算應(yīng)先知道本地區(qū)單位當量的對應(yīng)值.目前對海岸帶區(qū)域及近岸海域生態(tài)服務(wù)價值當量的修訂研究十分匱乏,尚需做大量的基礎(chǔ)性工作.索安寧等[30]、苗海南等[31]在參考謝高地等[29]修訂后的中國陸地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值當量表研究的基礎(chǔ)上,對環(huán)渤海海岸帶及沿岸海域的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值單價進行了生物量的修訂,并估算出環(huán)渤海海岸帶與沿岸海域的生態(tài)服務(wù)價值.本文參照上述研究成果,分別對研究區(qū)的陸域和海域的生態(tài)服務(wù)價值進行賦值.研究區(qū)新增海域的海域開發(fā)利用活動主要采用填海和圍海方式,填海方式的用海類型生態(tài)服務(wù)價值主要對應(yīng)的是建設(shè)用地和裸露地,包括船舶工業(yè)用海、港口用海、油氣開采和人工魚礁用海;圍海方式的用海類型主要對應(yīng)圍海養(yǎng)殖、鹽田以及被圍割的灘涂和開放海域,包括開放式養(yǎng)殖用海和圍海養(yǎng)殖用海.其余的類型將潮汐通道對應(yīng)灘涂;交通用地和居民點對應(yīng)建設(shè)用地;蘆葦群落和鹽地堿蓬對應(yīng)草本沼澤;泥灘對應(yīng)灘涂;水產(chǎn)養(yǎng)殖對應(yīng)水產(chǎn)養(yǎng)殖;水庫坑塘對應(yīng)坑塘水 庫;水田對應(yīng)耕地;未利用地對應(yīng)裸露地.

表1 海域使用類型人為干擾度賦值Table 1 Hierarchy of sea area use types with respect to the hemeroby index (HI)

表2 研究區(qū)不同類型單位面積生態(tài)服務(wù)價值[元/(hm2·a)]Table 2 Ecological services value of unit areas of different use types in the study area[yuan/(hm2·a)]

2.2.3 生態(tài)敏感性計算 測定敏感程度可以借助某種特殊形式的計算、測量揭示各個影響因素同某項目或某系統(tǒng)的關(guān)聯(lián)程度,衡量某項目或某系統(tǒng)對各因素的敏感程度,如目標變動百分比與因素變動百分比的比值[32].本文建立海域使用變化下的生態(tài)敏感性指數(shù),利用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化率人為干擾度變化率的比值對生態(tài)系統(tǒng)在海域使用變化驅(qū)動下的敏感性響應(yīng)靈敏程度進行表征：

式中：I(j)代表第 j年海域使用變化的生態(tài)敏感性指數(shù),ΔES(j-1,j)代表第 j-1年至第 j年生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化率;ΔHI(j-1,j)代表第 j-1年至第 j年人為活動干擾度變化率;ESj代表第j年生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值;ESj-1代表第j-1年生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值;HIj代表第j年人為活動干擾度HIj-1代表第j-1年人為活動干擾度,以j-1年作為研究基準年.

3 研究結(jié)果與分析

3.1 遼河口區(qū)域海域使用變化過程

3.1.1 遼河口海域使用類型變化情況 1990～2014年期間,研究區(qū)主要的濱海濕地和海域使用類型包括港口用海、潮汐通道、船舶工業(yè)用海、工業(yè)用地、河流、交通用地、居民點、開放海域、開放式養(yǎng)殖用海、蘆葦群落、泥灘、人工魚礁用海、水產(chǎn)養(yǎng)殖、水庫坑塘、水田、圍海養(yǎng)殖用海、未利用地、鹽地堿蓬、油氣開采用海和漁業(yè)基礎(chǔ)設(shè)施用海共20種(圖2).

圖2 不同年份遼河口海域使用類型Fig.2 Type of sea area uses in the Liaohe estuary from 1990～2014

1990年,研究區(qū)域主要使用類型按照面積從 大到小分別為開放海域、蘆葦群落和鹽地堿蓬,占總面積的57.08%、24.35%和6.96%;2001年主要使用類型為開放海域、蘆葦群落和泥灘,占總面積的56.93%、22.45%和7.00%;2007年為開放海域、蘆葦群落、水田和開放式養(yǎng)殖用海,分別占總面積的 52.24%、20.88%、6.12%和 5.96%;2014為開放海域、蘆葦群落、開放式養(yǎng)殖用海和圍海養(yǎng)殖,分別占總面積的43.99%、16.38%、7.90%和 7.87%(表 3).

表3 1990～2014年遼河口海域使用類型面積情況(km2)Table 3 The area of different sea use types in the Liaohe estuary (km2)

根據(jù)統(tǒng)計結(jié)果,1990～2014年間,研究區(qū)內(nèi)鹽地堿蓬面積共減少了 147.37km2,年均減少6.14km2;蘆葦群落的面積減少了223.8km2,年均減少9.32km2,大規(guī)模墾荒與水產(chǎn)養(yǎng)殖等生產(chǎn)的需要,使蘆葦和鹽地堿蓬面積減少,呈萎縮趨勢[33].開放式養(yǎng)殖用海面積增加了 241.86km2,年均增加10.01km2;圍海養(yǎng)殖用海面積增加了219.02km2,年均增加9.13km2.遼河口開放式養(yǎng)殖用海及圍海養(yǎng)殖面積的大幅增加,是因為人們依托河口區(qū)域的自然稟賦、交通等優(yōu)勢進行大規(guī)模的養(yǎng)殖等生產(chǎn)活動所致,是河口區(qū)域人為發(fā)展經(jīng)濟的需要,從而導致灘涂資源逐漸減少,變化趨勢明顯.近50a來,我國沿海河口區(qū)域養(yǎng)殖用海活動較為劇烈,2000年以后福建泉州灣河口濕地水產(chǎn)養(yǎng)殖面積大幅增加[34],主要由海岸帶地區(qū)天然濕地轉(zhuǎn)化而來.1980～2008江蘇鹽城海岸帶自然濕地面積減少33%,其中大部分轉(zhuǎn)化為養(yǎng)殖水域[35].

1990～2001年期間,鹽地堿蓬、蘆葦群落的面積在不斷減少,分別減少了 203.22,56.78km2;水田、圍海養(yǎng)殖用海和泥灘的面積增多,分別增加了 137.34,51.39,45.64km2;2001～2007 年期間,泥灘和開放海域面積不斷減少,分別減少了187.39,87.61km2;開放式養(yǎng)殖用海、鹽地堿蓬和圍海養(yǎng)殖用海的面積增多,分別增加了 188.14,79.88,63.47km2;2007～2014年間,開放海域、蘆葦群落、圍海養(yǎng)殖用海和未利用地的面積變化較大,其中開放海域、蘆葦群落的面積減少,分別減少260.42,140.98km2,圍海養(yǎng)殖和未利用地的面積增多,分別增加了104.15,95.84km2(表4).3.1.2 遼河口海域使用類型變化過程 遼河口海域使用的變化過程主要反映在人類活動導致的不同用?；顒拥拿娣e變化.受海岸帶開發(fā)利用活動的巨大影響,人類對海岸帶區(qū)域的開發(fā)利用的需求不斷擴張,各類型海域使用面積相應(yīng)發(fā)生變化[36](圖3).根據(jù)1990～2014年海域使用面積變化統(tǒng)計分析,開放式養(yǎng)殖用海的面積由 1990年的 0km2,增加到 2014年的241.85km2,增加了 241 倍,雖然 2007～2014 年期間,開放式養(yǎng)殖用海的面積變化較少,但整體呈增長趨勢;圍海養(yǎng)殖用海由1990年的21.88km2,增加到2014年的240.90km2,增加了11倍;工業(yè)用地的面積由1990年的0km2,增加到2014年的63.06km2,增加了63倍.

表4 1990～2014年遼河口不同海域使用類型面積變化情況(km2)Table 4 The area of different sea use types in the Liaohe estuary from 1990～2014(km2)

圖3 1990～2014年遼河口不同類型面積變化Fig.3 Changes in the area of different types of sea uses in the Liaohe estuary from 1990～2014

分析 1990～2014年遼河口海域使用類型轉(zhuǎn)移矩陣,通過海域使用類型轉(zhuǎn)移矩陣判斷,研究區(qū)開放式養(yǎng)殖用海主要由開放海域轉(zhuǎn)變而來,圍海養(yǎng)殖主要由鹽地堿蓬和泥灘轉(zhuǎn)變而來,面積分別為 26.81,13.63km2;工業(yè)用地主要由河口河道和泥灘轉(zhuǎn)變而來,面積分別為30.93,18.17km2.

3.2 海域使用干擾強度與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化相關(guān)性

3.2.1 人為干擾度時間變化分析 研究區(qū)人為干擾度整體呈逐年增加趨勢,其中,2007～2014年間人為干擾度變化最為明呈(圖4);1990～2007年間人為干擾度變化呈緩和上升趨勢.就研究區(qū)總體而言,近 25a來全干擾類型的總面積呈增長趨勢,從 1990年的 63.1km2上升至 2014年的359.4km2;半干擾類型從1990年的83.2km2上升至2014年727.9km2(圖5);而無干擾類型從1990年的2831.1km2下降至2014年的1972.6km2.

不同時期人為干擾度變化幅度也不盡相同.2007～2014年人為干擾度上升范圍及幅度明顯高于1990～2007年間的兩段時期(圖5),3個歷史階段中,1990～2001年間人為干擾度變化幅度最小; 2001～2014年間人干擾度變化幅度最大,變化強度集中在 0.5～0.99之間,說明在此期間開發(fā)利用程度十分劇烈,人類活動破壞性較大.通過對比不同歷史時期人為干擾度變化情況,發(fā)現(xiàn)：隨著時間變化,研究區(qū)人為干擾度呈上升趨勢,雖在不同歷史時期其變化強度存在差異,但整體呈均質(zhì)化特征.

圖4 不同年份遼河口人為干擾度(HI)Fig.4 Hemeroby index (HI) of the Liaohe estuary

3.2.2 人為干擾度空間變化 人為干擾度在河口地區(qū)具有明顯的空間分帶性,逐漸由河口向海過渡(圖6),人為干擾度分布范圍主要集中在河口濕地區(qū),主要干擾類型以開放式養(yǎng)殖用海、圍海養(yǎng)殖、水田及工業(yè)用地為主(圖6).從人為干擾度變化率來看,高變化主要集中在 2007～2014年間.從分布范圍上看,1990～2001年間,人為干擾度呈上升趨勢的區(qū)域主要集中于河口濕地區(qū)域;到2001～2007年間,人為干擾度明顯上升的區(qū)域逐步轉(zhuǎn)移至陸地與海洋交匯處為中心;2007～ 2014年間則明顯轉(zhuǎn)向海洋.分析結(jié)果表明：人為干擾度變化區(qū)域的中心隨著年限變化在空間上逐漸由陸向海過渡.研究區(qū)人為干擾度主控的用海類型是圍海養(yǎng)殖、開放式養(yǎng)殖用海和工業(yè)用地.

圖5 人為干擾度(HI)不同干擾類型面積歷史時期統(tǒng)計Fig.5 Statistics of changes in area of the hemeroby index(HI) between 1990 and 2014

圖6 不同時期人為干擾度動態(tài)變化Fig.6 Changes in the hemeroby index (HI) between 1990 and 2014

對比不同年份研究區(qū)海域使用類型的變化發(fā)現(xiàn)：1990年人為干擾度低,主控用海類型是交通用地;到 2001年,在保持交通用地相對優(yōu)勢的基礎(chǔ)上,圍海養(yǎng)殖也逐步呈上升趨勢;到 2014年,人為干擾度變化顯著.在數(shù)量方面,圍海養(yǎng)殖的數(shù)量呈逐年上升趨勢,其次為開放式養(yǎng)殖用海,2007～2014年期間上升幅度和所占比例如圖6所示.綜上,遼河口濕地人為干擾度的主控類型是圍海養(yǎng)殖和開放式養(yǎng)殖用海,特別是近20a來,以圍海養(yǎng)殖驅(qū)動為主.

3.2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化過程 根據(jù)表2對研究區(qū)不同年份、不同海域使用類型的生態(tài)

系統(tǒng)服務(wù)價值進行賦值(圖7).結(jié)果顯示：1990～2014年間,研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值總體呈現(xiàn)減小趨勢,1990年遼河口區(qū)域生態(tài)服務(wù)價值總量為 4.65×109元,2001年為 4.27×109元,2007年為3.77×109元,2014年為3.34×109元.生態(tài)服務(wù)價值的高變化區(qū)域,生態(tài)服務(wù)價值變小,高變化幅度主要發(fā)生在 2001～2014年間,位于遼河盤山縣的河口灘涂區(qū)及近海區(qū)域;生態(tài)服務(wù)價值變小主要是由交通、工業(yè)等建設(shè)項目用海增加導致.

3.3 海域使用變化的生態(tài)敏感性評價

根據(jù)公式(1),計算出1990～2014年遼河口區(qū)域海域使用變化下的生態(tài)敏感性指數(shù),計算結(jié)果顯示：研究區(qū)海域使用變化下的生態(tài)敏感性指數(shù)呈現(xiàn)逐步增長的變化過程,由2001年的2.50增加到 2007年的 4.7,2014年增加至 4.8.2001～2007年間,研究區(qū)海域使用變化明顯,人為干擾度及生態(tài)服務(wù)價值變化幅度較大,因此,生態(tài)敏感性指數(shù)變化趨勢明顯.

采用ArcGIS10.0的空間處理功能,根據(jù)公式(1)對 1990～2014年不同時段的海域使用類型分布圖進行疊加計算,獲得 1990、2001、2007及2014年遼河口區(qū)域海域使用變化下的生態(tài)敏感性分布(圖8).并利用ArcGIS Tabulate Area操作功能,獲得相應(yīng)研究時段的不同類型的轉(zhuǎn)移矩陣.參考相關(guān)文獻[6],對遼河口區(qū)域的生態(tài)敏感指數(shù)進行等距重新分級(表5).共分為4級,分別為生態(tài)低敏感區(qū)、生態(tài)中敏感區(qū)、生態(tài)高敏感區(qū)和生態(tài)極敏感區(qū).生態(tài)敏感區(qū)域之外的面積為生態(tài)不敏感區(qū)域,主要為兩種情況構(gòu)成,其一,人工建筑一般不轉(zhuǎn)變?yōu)樽匀簧鷳B(tài)系統(tǒng),形成人工建筑后,生態(tài)敏感性降低;其二,若研究前后兩期海域使用類型不發(fā)生變化,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值也不發(fā)生變化,敏感區(qū)域不發(fā)生變化.

圖7 不同時期生態(tài)服務(wù)價值變化Fig.7 Changes in the ecological services value between 1990 and 2014 of the Liaohe estuary from 1990 to 2014

圖8 1990～2014年遼河口生態(tài)敏感性分布Fig.8 Changes in the Ecological Sensitivity Index(ESI)

河口海域使用變化下的生態(tài)敏感性計算結(jié)果表明(表6),雖然不同研究時期不同敏感類型的面積及比例各不相同,但總體而言,生態(tài)敏感性程度低的區(qū)域面積最少,生態(tài)敏感性程度中等和高等的區(qū)域面積和比例次之,生態(tài)極敏感區(qū)域面積的比例最高.不同研究時期,極敏感區(qū)域均占據(jù)研究區(qū)的大部分區(qū)域.

表5 遼河口生態(tài)敏感性指數(shù)分級標準Table 5 The classes of Ecological Sensitivity Index (ESI)in response to changes in the area of different sea uses in the Liaohe estuary

表6 1990～2014年各生態(tài)敏感性區(qū)面積情況Table 6 Ecological sensitivity area to sea area use in the Liaohe estuary from 1990 to 2014

4 討論

4.1 生態(tài)敏感性指數(shù)

生態(tài)敏感性較低的區(qū)域說明該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)受海域使用類型變化的影響程度最大,應(yīng)引起高度重視.從空間分布來看,1990～2007年間,生態(tài)區(qū)整體處于極敏感區(qū)域,遼河口區(qū)域為重要河口區(qū)域,其本身就極為敏感,脆弱性較高,因此,生態(tài)敏感性指數(shù)也高;2007～2014年,生態(tài)低敏感區(qū)面積增大,主要分布在河口的開放海域,位于遼河口盤山縣和大洼縣.由于區(qū)域人類活動變化較大,由原有的自然敏感性較高的區(qū)域轉(zhuǎn)變?yōu)槊舾行圆桓叩墓I(yè)和圍海養(yǎng)殖的區(qū)域,因此出現(xiàn)了現(xiàn)有的變化狀況.生態(tài)敏感性較低的區(qū)域主要是開放海域轉(zhuǎn)變?yōu)殚_放養(yǎng)殖用海以及蘆葦群落、鹽地堿蓬轉(zhuǎn)變?yōu)閲ｐB(yǎng)殖的區(qū)域,大部分為自然生態(tài)系統(tǒng)向人工生態(tài)系統(tǒng)轉(zhuǎn)變的區(qū)域.遼河口極敏感區(qū)域的基數(shù)很大,說明近 25a遼河口區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)整體保護較好,雖然受到一定人類開發(fā)利用活動的影響,但在近 10a我國城市化進程及大規(guī)模的用?；顒拥拇蟊尘跋?研究區(qū)域人類活動對海域生態(tài)系統(tǒng)的整體影響還不太強烈.

4.2 影響原因

通過監(jiān)測遼河口人為活動干擾度,進一步驗證了河口地區(qū)人類活動干擾強度在不同歷史時期呈非均質(zhì)化發(fā)展,主要由于不同歷史時期人類活動政策改變而導致.盤錦是一座新興石油化工城市,依托濱海濕地及海洋進行發(fā)展是盤錦城市經(jīng)濟發(fā)展的主要動力[37]. 2000～2010年正是我國沿海城市高速發(fā)展階段,用地矛盾突出,圍海養(yǎng)殖、港口用海及工業(yè)用海等開發(fā)活動使盤錦區(qū)域的海洋經(jīng)濟得到了快速發(fā)展,緩解了盤錦城市化、工業(yè)化和人口集聚帶來的經(jīng)濟發(fā)展和建設(shè)用地的不足問題[38],因此該時期人類活動的干擾強度變化最大.經(jīng)統(tǒng)計,盤錦市GDP2000年約 300億,2007年增至 562.86億元,2014年達到1351億元[39-41],15a間增幅近5倍.但隨著城鎮(zhèn)化和工業(yè)化的快速發(fā)展以及人類對自然資源的不合理利用,導致其區(qū)域生態(tài)完整性破損[42],尤其是1990～2010年間用?；顒訉е抡加脼┩棵娣e明顯增加[43],生態(tài)服務(wù)功能下降,河口地區(qū)的資源環(huán)境形勢日益嚴峻,對生態(tài)環(huán)境和生物棲息地造成嚴重威脅[44].2010年后,“十八”大將生態(tài)文明提到一個前所未有的戰(zhàn)略高度,改變了原有的開發(fā)方式,國家提出了“嚴守資源環(huán)境生態(tài)紅線,科學劃定海洋等領(lǐng)域生態(tài)紅線”等保護生態(tài)環(huán)境的政策[45].國家海洋局于 2012年啟動了渤海海洋生態(tài)紅線劃定工作,提出要將“渤海重要濱海濕地、重要河口等區(qū)域劃定為海洋生態(tài)紅線區(qū),依據(jù)生態(tài)特點和管理需求,分區(qū)分類制定紅線管控措施”[46].2017年,國家海洋局進一步提出了“暫停受理、審核渤海內(nèi)圍填海項目”[47].以合理控制河口地區(qū)的人類開發(fā)活動,尤其是用?；顒?因此,研究區(qū)海域使用類型的變化也側(cè)面反映出我國用海政策已從早期的“鼓勵發(fā)展”轉(zhuǎn)變?yōu)椤皣栏窆芸亍?以不斷推動近岸區(qū)域海洋生態(tài)環(huán)境起穩(wěn)轉(zhuǎn)好.

4.3 應(yīng)用

識別影響我國典型河口生態(tài)系統(tǒng)的主要壓力,減少人類活動對脆弱生態(tài)系統(tǒng)的干擾,維持生態(tài)系統(tǒng)的重要生態(tài)功能,對解決河口地區(qū)生態(tài)環(huán)境問題具有重要意義.在遼河口區(qū)域海域開發(fā)不斷推進的過程中,人類活動導致生態(tài)用地面積相應(yīng)縮小,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)發(fā)生變化,耦合生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化和人類干擾度的變化,能有效評價生態(tài)系統(tǒng)受海域使用變化影響的敏感程度.生態(tài)系統(tǒng)管理應(yīng)針對不同生態(tài)敏感性的發(fā)生區(qū)域、發(fā)生機制和敏感程度,制定不同的生態(tài)系統(tǒng)管理與保護策略.

5 結(jié)論

5.1 1990～2014年遼河口區(qū)域海域使用面積由1990年的 2977.32km2增加到 2014年的3059.96km2,主要增加類型為開放式養(yǎng)殖用海、圍海養(yǎng)殖用海和工業(yè)用海,增加的類型主要由開放海域、鹽地堿蓬和泥灘轉(zhuǎn)變而來.

5.2 研究區(qū)人為干擾度呈上升趨勢,2007～2014年間變化率較大;生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值總體呈現(xiàn)減小的趨勢,由 1990年的 4.65×109元減少到 2014年的 3.34×109元,人為干擾強度與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值呈現(xiàn)負相關(guān)系.海域使用變化下的生態(tài)系統(tǒng)敏感性指數(shù)由 2001年的2.5增加到 2007年的4.7,2014年增加至4.8.

5.3 總體而言,近 25a來遼河口區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)對海域使用變化的敏感響應(yīng)程度不高,雖受到一定人類開發(fā)利用活動的影響,但研究區(qū)人類活動對海域生態(tài)系統(tǒng)的整體影響還不太強烈.根據(jù)計算結(jié)果,1990～2014年遼河口區(qū)域海域使用變化的生態(tài)敏感性總體處于較高狀態(tài),但2007～2014年期間,河口海域區(qū)域海域使用類型變化較大的區(qū)域,生態(tài)敏感性變化明顯,生態(tài)系統(tǒng)對海域使用變化的敏感性響應(yīng)較強,即近10a,遼河口區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)在海域使用變化驅(qū)動下受影響的程度較為劇烈.

[1] Qu Y Y, Wang K, Miao H. China’s eco-environmental sensitivity and its spatial heterogeneity [J]. Acta Geographica Sinica,2004,59(6)：811-819.

[2] 劉 康,歐陽志云,王效科,等.甘肅省生態(tài)環(huán)境敏感性評價及其空間分布 [J]. 生態(tài)學報, 2003,23(12)：2711-2718.

[3] Schrter D, Acosta-Michlik L, Arnell A W, et al. Potsdam institute for climate impact research (PIK). ATEAM Final Report.Potsdam, 2004,.http：//www.pik-potsdam.de/ateam/.

[4] 黃 靜,崔勝輝,李方一,等.廈門市土地利用變化下的生態(tài)敏感[J]. 生態(tài)學報, 2011,31(24)：7441-7449.

[5] 邱彭華,徐頌軍,謝跟蹤,等.基于景觀格局和生態(tài)敏感性的海南西部地區(qū)生態(tài)脆弱性分析 [J]. 生態(tài)學報, 2007,27(4)：1257-1264.

[6] 張成娟.基于土地利用的崇明島生態(tài)敏感性研究 [D]. 上海：華東師范大學, 2012.

[7] Zhang M W, Jin H J, Cai D S, et al. The comparative study on the ecological sensitivity analysis in Huixian karst wetland, [J].Procedia Environmental Sciences, 2010：386—398.

[8] Wang X M, Bian Z F. The implications of ecological sensitivity on exploitation of unutilized land： a case study in Ji’Nan city [C].China 2011 3rd International Conference on Environmental：Science and Information Application Technology, 2011：275-281.

[9] Zhang J T, Xiang C L, Li M. Integrative ecological sensitivity(IES) applied to assessment of eco-tourism impact on forest vegetation landscape： A case from the Baihua Mountain Reserve of Beijing, China [J]. Ecological Indicators, 2012,18：365—370.

[10] 宋曉龍,李曉文,白軍紅,等.黃河三角洲國家級自然保護區(qū)生態(tài)敏感性評價 [J]. 生態(tài)學報, 2009,29(9)：246-256.

[11] 羅 坤,湯小華,楊 明.基于 GIS的龍巖市土地利用生態(tài)敏感性評價 [J]. 云南地理環(huán)境研究, 2008,20(3)：6-9.

[12] 鐘林生,唐承財,郭 華.基于生態(tài)敏感性分析的金銀灘草原景區(qū)旅游功能區(qū)劃 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2010,21(7)：1813-1819.

[13] 尹海偉,徐建剛,陳昌勇,等.基于 GIS的吳江東部地區(qū)生態(tài)敏感性分析 [J]. 地理科學, 2006,26(1)：64-69.

[14] 楊月圓,王金亮,楊丙豐.云南省土地生態(tài)敏感性評價 [J]. 生態(tài)學報, 2008,28(5)：2253-2260.

[15] Kienast F, Brzeziecki B, Wildi O. Long-term adaptation potential of Central European mountain forests to climate change： a GIS-assisted sensitivity assessment. [J]. Forest Ecology &Management, 1996,80(1-3)：133-153.

[16] Ficklin D L, Luo Y, Luedeling E, et al. Climate change sensitivity assessment of the San Joaquin watershed using SWAT [J].Journal of Hydrology, 2009,374(1/2)：16-29.

[17] Bello, Jake. Tight Packing Of Protein Cores And Interfaces.Chemical Biology & Drug Design, 2010,12(1)：38-41.

[18] Temperli C, Bugmann H, Elkin C. Adaptive management forcompeting forest goods and services under climate change [J].Ecological Applicationsa： a publication of the Ecological Society of America Thrush SF, 2012,22(8)：2065-2077.

[19] 何嫌錦.廣西欽州市海域使用變化及其驅(qū)動力研究 [D]. 桂林：廣西師范大學, 2013：1-74.

[20] 閆吉順,王 鵬,林 霞,等.2003年以來大連市海域使用現(xiàn)狀評價 [J]. 海洋開發(fā)與管理, 2015,8(32)：39-42.

[21] Hua L Z, Cui S H, Huang Y F, et al. Analyses of peri-urban land space dynamics in the rapid urbanizing process： a case study of Xiamen [J]. Acta Ecological Sinica, 2009,29(7)：3509-3517.

[22] 鄧 偉,白軍紅.典型濕地系統(tǒng)格局演變與水生態(tài)過程—以黃淮海地區(qū)為例 [M]. 北京：科學出版社, 2012：43-44.

[23] HY/T 123-2009 海域使用分類 [S].

[24] 孫永光,趙冬至,吳 濤,等.河口濕地人為干擾度時空動態(tài)及景觀響應(yīng)-以遼寧大洋河口為例 [J]. 生態(tài)學報, 2012,32(12)：3645-3655.

[25] 陳愛蓮,朱博勤,陳利頂,等.雙臺河口濕地景觀及生態(tài)干擾度的動態(tài)變化 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2010,21(5)：1120-1128.

[26] Jagomgi J, Külvik M, Mandar, et al. The structural-functional role of ecotones in the landscape [J]. Ekologia, 1988,7(1)：81-94.

[27] Attrill M J, Rundle S D. Ecotone or ecocline：ecologicalboundaries in estuaries [J]. Coastal and Shelf Science,2002,55(6)：929-936.

[28] 王佳麗,黃賢金,陸汝成,等.區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對土地利用變化的脆弱性評估—以江蘇省環(huán)太湖地區(qū)碳儲量為例 [J]. 自然資源學報, 2010,25(4)：556-563.

[29] 謝高地,甄 霖,魯春霞.一個基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值化方法 [J]. 自然資源學報, 2008,23(5)：911-919.

[30] 索安寧,于永海,韓富偉.環(huán)渤海海岸帶生態(tài)服務(wù)價功能評價. [J].海洋開發(fā)與管理, 2011,28(7)：67-73.

[31] 苗海南,劉百橋.基于RS的渤海灣沿岸近20年生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化分析 [J]. 海洋通報, 2014,33(2)：121-125.

[32] 高莉潔,石龍宇,崔勝輝,等.廈門島生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對土地利用變化的響應(yīng)研究 [J]. 生態(tài)科學, 2009,28(6)：551-556.

[33] 吳英超.雙臺子河口濱海濕地景觀格局動態(tài)變化分析 [D]. 大連：大連海事大學, 2011.

[34] 黃傳忠,方正賀,池新欽.福州泉州灣河口濕地自然保護區(qū)生態(tài)問題及對策 [J]. 林業(yè)資源管理, 2003,(1)：45-57.

[35] 歐維新,楊桂山,于興修,等.鹽城海岸帶土地利用變化的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究 [J]. 資源科學, 2003,(3)：76-83.

[36] Tian B, Zhou Y, Thom R M, et al. Detecting wetland changes in Shanghai, China using FORMOSAT and Landsat TM imagery. [J].Journal of Hydrology, 2015,529：1-10.

[37] 王 洋.盤錦海洋經(jīng)濟發(fā)展方向及趨勢 [J]. 農(nóng)業(yè)科技與裝備,2017,5：81-82.

[38] 張彩霞,謝高地,楊勤科,等.人類活動對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的影響—以紙坊溝流域為例 [J]. 資源科學, 2008,20(12)：1910-1915.

[39] 盤錦市統(tǒng)計局盤錦市統(tǒng)計年鑒 [M]. 沈陽：遼海出版社中華人民, 2000.

[40] 盤錦市統(tǒng)計局.盤錦市統(tǒng)計年鑒 [M]. 沈陽：遼海出版社中華人民, 2007.

[41] 盤錦市統(tǒng)計局.盤錦市統(tǒng)計年鑒 [M]. 沈陽：遼海出版社中華人民, 2014.

[42] 林 勇,樊景鳳,溫泉,等.生態(tài)紅線劃分的理論和技術(shù)探討 [J].生態(tài)學報, 2016,36(5)：1-10.

[43] 王偉偉,王 鵬,鄭倩,等.遼寧省圍填海海洋開發(fā)活動對海岸帶生態(tài)環(huán)境的影響 [J]. 海洋環(huán)境科學, 2010,29(6)：927-929.

[44] 張鳳琴,王友紹,殷建平,等.紅樹植物抗重金屬污染研究進展[J]. 云南植物研究, 2005,27(3)：225-231.

[45] 中共中央國務(wù)院.關(guān)于加快推進生態(tài)文明建設(shè)的意見 [EB/Z].www.scio.gov.cn, 2015-06-02.

[46] 國家海洋局.關(guān)于建立渤海海洋生態(tài)紅線制度的若干意見[EB/Z]. http：//www.soa.gov.cn/xw/hyyw_90/201606/t20160616_52167.html, 2012-10-17.

[47] 國家海洋局.關(guān)于進一步加強渤海生態(tài)環(huán)境保護工作的意見[EB/Z]. http：//www.soa.gov.cn/zwgk/zcgh/sthb/201705/t20170.519_56137.html, 2017-05-18.