任璘婧, 李秀珍, 楊世倫, 閆中正, 黃 星

(華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室, 上海 200062)

崇明東灘鹽沼植被變化對灘涂濕地促淤消浪功能的影響

任璘婧, 李秀珍*, 楊世倫, 閆中正, 黃 星

(華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室, 上海 200062)

30年來在海平面上升、人類圍墾、自然保護、外來物種入侵等自然與人為作用共同影響下，崇明東灘鹽沼植被群落結構發(fā)生了巨大變化?；陂L江口四期遙感影像解譯結果，得到鹽沼植被群落結構變化，結合對鹽沼植被促淤消浪功能已有研究成果，量化崇明東灘鹽沼植被促淤消浪功能潛力及其變化。研究表明：1980、1990、2000和2010年崇明東灘蘆葦、互花米草、藨草群落面積比例分別為23∶0∶77、73∶0∶27、33∶9∶58、34∶34∶32，同期總植被覆蓋面積分別為51、83、37、44 km2。30年來灘涂濕地促淤消浪能力均有下降，1990—2000年變化最大。其中，植被黏附懸浮顆粒物量分別為1976、4645、2192、4695 t；沉積量分別為960、1579、195、286萬m3；常規(guī)波高情況下堤外沒有足夠植被保護的岸段長度分別為5、0、7、6 km；風暴潮情況下堤外沒有足夠植被保護的岸段長度分別為19、5、26、20 km。因此保護堤外鹽沼植被對消浪促淤，特別是抵御風暴潮等惡劣氣候災害的影響具有重要意義。

崇明東灘;鹽沼植被;植被黏附懸浮顆粒物;促淤;消浪

河口灘涂濕地是陸地與海洋之間物質能量交換的重要環(huán)節(jié)，潮汐、鹽淡水交匯、沖淤演變、植被演替等等各種物理、化學和生物過程在這里相互作用，形成了一個復雜的系統(tǒng)，是綜合多學科研究的熱點與難點[1]。崇明東灘灘涂濕地具有氣候調節(jié)、物質生產(chǎn)、凈化環(huán)境、生物多樣性保育等重要生態(tài)系統(tǒng)服務功能[2]。除此之外，隨著經(jīng)濟的發(fā)展，土地資源不足，灘涂濕地鹽沼植被促淤消浪等對海岸沉積動力過程的影響，在海平面上升背景下，日益受到國內外研究者的高度重視[3id6]。灘涂鹽沼植被是粗糙下墊面，可增大水流摩擦阻力，減緩水流，影響泥沙運輸，達到促淤消浪的作用，這對于灘涂水沙動力環(huán)境，沖淤演變以及灘涂發(fā)育有多重意義：植被黏附水體中懸浮顆粒物有助于凈化水質，植被促進泥沙淤積有利于灘涂濕地維持，植被消浪緩流作用保證了海堤安全[1,6- 7]。

近年來，大規(guī)模的灘涂圍墾、外來物種互花米草(Spartinaalterniflora)入侵等自然人為因素對崇明東灘景觀格局造成了巨大影響[8- 10]。鹽沼植被群落結構的改變造成了一系列的生態(tài)效應，植被促淤、消浪功能的巨大變化就是其中最重要的兩項。研究自然灘涂濕地植被結構對其功能造成的影響，既是對“景觀格局—過程”關系研究的貢獻，也有助于更好地了解鹽沼植被的多重生態(tài)功能，為今后的圍墾與保護提供決策依據(jù)。

1 研究區(qū)域與方法

1.1 研究區(qū)概況

崇明東灘位于上海市崇明島最東端(31°26′—31°37′ N、121°46′—122°02′ E)，長江入?？谔?。由長江徑流攜帶的泥沙沉積而成[1]。研究區(qū)為1980年、1990年、2000年、2010年衛(wèi)星影像上提取的海堤以外的自然灘涂區(qū)域，南起奚家港北至北八滧港(圖1)。崇明東灘地屬亞熱帶季風氣候，全年氣候溫和、空氣濕潤、四季分明。年均溫度15.3℃，7—8月份最熱，月平均氣溫達到27.8 ℃，1月份最冷，月平均氣溫僅為3.5 ℃，年均降雨量1100—1200 mm。長江大通站1951—2010年年均徑流量達9000億m3，年均輸沙量4.1億t[11- 12]。1990年代后，受長江流域修建水庫以及水土整治工程的影響，長江入海輸沙量近年已減少至1.5億t[13- 14]，使河口區(qū)地貌的沖淤格局發(fā)生了較大的變化[15]。長江河口處于非正規(guī)半日淺海潮流區(qū),崇明東部潮灘多年平均潮差為2.50 m左右[16]。

崇明東灘主要分布3種典型鹽沼植被群落：藨草(Scirpusspp.)群落、互花米草(Spartinaalterniflora)群落以及蘆葦(Phragmitesaustralis)群落。藨草群落主要包括海三棱藨草(Scirpusmariqueter)、糙葉苔草(S.scabrifolia)和藨草(S.triqueter)，它們在鹽度、潮位不同的灘地，形成單優(yōu)勢或混合群落。因高度、密度、外貌特征等相似，統(tǒng)稱為藨草群落。20世紀90年代中后期互花米草引入以前，崇明東灘鹽沼植被先鋒物種海三棱藨草主要分布在中潮灘，蘆葦群落分布在高潮灘?；セ撞萑斯ひN并成功定居之后，逐漸擴散，侵占蘆葦和藨草群落生態(tài)位，形成相互競爭的局面, 嚴重排擠了土著種的生長，逐漸成為研究區(qū)的優(yōu)勢物種之一[17]?；セ撞萑肭謱o脊椎動物群落、涉禽種類和數(shù)量、魚類生境以及灘涂自然環(huán)境等均造成了一定的負面影響[18]。但是互花米草高生產(chǎn)力、固堤護岸、消浪促淤、圍墾造陸等正面生態(tài)功能也不容忽視。

近年來，崇明東灘主要進行了3次大圍墾： 1990—1993年圍墾了60.77 km2；在1996—1997 年和1998—1999年分別圍墾了9.14 km2和23.13 km2，2001年在崇明島南部再次圍墾約6 km2[9]。大面積的堤外灘涂濕地不斷被人工圍墾后用作人工庫塘、農(nóng)業(yè)用地、建筑用地等，也有一部分仍為半自然狀態(tài)下的堤內濕草甸。

圖1 研究區(qū)域示意圖Fig.1 The study area

1.2 數(shù)據(jù)來源

本文使用的四期衛(wèi)星影像數(shù)據(jù)分別為：1980年10月27日MSS數(shù)據(jù)(分辨率79m)、1990年12月4日、2000年6月14日TM數(shù)據(jù)(分辨率30m)以及2010年2月21日北京一號小衛(wèi)星影像數(shù)據(jù)(分辨率32m)。通過Erdas9.3和Arcgis10.0，分別對堤內和堤外部分進行監(jiān)督分類和目視解譯，野外實地考察和走訪后，對解譯結果進行了修訂，最終得到4個時期的景觀類型分布圖。其中光灘部分，由于每幅遙感影像拍攝時的潮位不同，潮間帶下部光灘面積可能存在一定誤差，在解譯過程中已經(jīng)與潮位表、海圖等進行過校正，盡量減小此部分誤差。經(jīng)分類精度評價，多期影像解譯精度均達到85%以上。根據(jù)解譯結果統(tǒng)計的各植被群落分布面積見圖2。

1.3 植被黏附懸浮顆粒物計算方法

根據(jù)Li等[12]對崇明東灘3種典型植被蘆葦、互花米草、海三棱藨草黏附懸浮顆粒物的差異性研究，單位灘地面積的互花米草群落總黏附量為(220.6±172.7) g·m-2·a-1，明顯高于相鄰蘆葦群落(64.9±38.1) g·m-2·a-1和海三棱藨草群落(31.6±10.0) g·m-2·a-1。再結合解譯出的植被面積，估算30年來崇明東灘3種典型鹽沼植被群落黏附懸浮顆粒物總量變化趨勢。

1.4 植被促淤功能計算方法

根據(jù)楊世倫等在2008—2012年對崇明東灘3條斷面沉積速率月測量記錄，總結出蘆葦群落、互花米草群落、海三棱藨草群落年沉積速率分別為(29.4±27.4)、(108.7±80.6)、(57±47) mm/a[19]。但由于互花米草自身累積沉積物的能力較強，其引種后分布面積不斷擴張，破壞了植被原有的分帶性，減少其他靠岸生長植被的沉積速率[20]。根據(jù)劉英文等研究，崇明東灘1982—1990年灘面(包括光灘)平均沉積速率為190mm/a[21]。通過遙感數(shù)據(jù)解譯結果，估算不同年份不同類型植被沉積量以及總的沉積量。

1.5 植被消浪功能計算方法

Yang等在崇明東灘連續(xù)觀測潮汛期不同水深不同植被帶對波高波能的消減速率，研究發(fā)現(xiàn)光灘、海三棱藨草、互花米草對波高的消減率分別為0.091%/m、0.95% /m和1.3%—6.0%/m[22- 23]。數(shù)據(jù)均在正常潮汛情況下測得。因蘆葦與互花米草在高度、密度、生物量等植被形態(tài)上均較類似，我們假設蘆葦消浪能力與互花米草相同，估算出不同覆蓋類型將有效波高消減為0.01 m以下所需要的寬度。陳燕萍等研究發(fā)現(xiàn)，崇明東灘中部中潮灘潮周期平均有效波高為(0.13±0.09) m，在向岸強臺風和大潮高潮位階段，崇明東灘中潮線附近的最大波高可達1.5—2 m[24]。Tom Ysebaert等在崇明東灘潮汛期，并伴有向岸強風的情況下，測到最大水深1.86 m，最大波高0.64 m，此時海三棱藨草群落已完全被淹沒，消浪能力已幾乎為零，監(jiān)測不到，互花米草也已大部分被淹，消浪能力有限[22]。那么在波高2 m的風暴潮情況下，可以推斷光灘、海三棱藨草群落幾乎沒有消浪能力，互花米草消浪能力也非常有限。根據(jù)史本偉等在日常測得的每米互花米草能消除有效波高4.4×10-3m，可以保守推斷，要消除2 m的波高，所需要的互花米草群落或蘆葦群落最小寬度[7]。用Arcgis10.0測量堤外不同植被類型分布寬度后，可以估算出不同年份堤外沒有足夠植被保護的岸段長度。

2 結果與分析

2.1 堤外鹽沼植被景觀格局演變

由于長江河口水沙變化，河床沖淤變化，圍墾工程實施，以及外來物種互花米草的入侵、植被自然演替等，堤外自然濕地30年來植被組成與面積均發(fā)生了巨大變化。1980年、1990年、2000年、2010年，有植被覆蓋的自然濕地面積分別為51、83、37、44 km2(圖2)，蘆葦、互花米草、藨草3種主要鹽沼植被群落面積比例分別為23∶0∶77、73∶0∶27、33∶9∶58、34∶34∶32。其中，土著先鋒藨草群落由1980年最多時的39 km2減少到2010年的14 km2。蘆葦群落由最多時的60 km2減少到2010年的15 km2。

相反，外來物種互花米草卻由1980年、1990年的0km2，不斷增加到2000年的3km2以及2010年的15 km2，擴張迅速，到2010年已成為分布面積最大的鹽沼植被之一。

圖2 崇明東灘3種典型鹽沼植被群落面積變化Fig.2 The area change of three typical salt marsh communities in East Chongming

從植被前沿擴展速率來看，1980—1990年約為180 m/a，1990—2000年為280 m/a，2000—2010年為190 m/a。因此，1990—2000年擴展速率最快，與這段時間的高強度圍墾相呼應。但堤外自然植被的實際面積卻以2000年最低(圖2)。因此，圍墾雖然促進了鹽沼植被的快速東擴，但難以彌補由此帶來的面積損失。

2.2鹽沼植被變化對植被黏附懸浮顆粒物量的影響

植被黏附懸浮顆粒物總量30年來的變化見圖4，總體上呈現(xiàn)波動態(tài)勢。1990年時植被總黏附懸浮顆粒物量最大，達到4645 t，2000年最少，為2192 t，不到1990年最高時的二分之一。其中藨草群落黏附量由1980年的1237 t減少到2010年444 t，蘆葦群落除1990年時達到3936 t，占1990年總量的85%外，其他年份相差不大，互花米草群落卻由0 t迅速增加到3265 t，占2010年總量的70%。究其原因，1980—1990年間，伴隨著灘面淤高迅速，尤其是高潮灘不斷向外淤漲，鹽沼植被面積不斷擴大，尤其是蘆葦群落，而蘆葦黏附懸浮顆粒物能力更是海三棱藨草的1.5倍左右，因此植被黏附懸浮顆粒物總量增加了近1倍[6]。1990—2000年，東灘一共經(jīng)歷了3次大規(guī)模的圍墾，灘涂面積不斷縮小，大面積的蘆葦群落被圍進大堤內，導致堤外鹽沼植被黏附懸浮顆粒物總量迅速減少[9]。2000—2010年，是外來物種互花米草的快速增長期，而互花米草黏附懸浮顆粒物的能力遠遠大于其他兩個土著種，幾乎是蘆葦、海三棱藨草的3.5倍和5倍，因此10年間植被黏附懸浮顆粒物總量大大增加，2010年已到達2000年的2倍多。

圖3 崇明東灘灘涂濕地類型分布圖(1980—2010年)Fig.3 The classification map of the estuary wetlands in East Chongming (1980—2010)

圖4 30年來植被黏附懸浮顆粒物總量變化Fig.4 The change of total suspended particulate matter adhered by vegetation

2.3 鹽沼植被促淤功能的變化

隨著分布面積的變化，3種典型鹽沼植被群落年沉積量也發(fā)生了巨大變化(圖5)?；セ撞菀N以及大面積人工圍墾之前的1980年、1990年崇明東灘鹽沼植被年沉積量分別達到960萬m3和1579萬m3，由于蘆葦面積的增加，1990年沉積量增加了39%。然而，1990—2000年93km2的灘涂濕地(包括光灘)遭到了人工圍墾，比1990年崇明東灘有植被覆蓋的灘涂濕地總面積還要多10 km2，因此2000年鹽沼植被年沉積量減少到195萬m3，僅占1990年的12%。到2010年，隨著互花米草入侵面積增加，鹽沼植被年沉積量增加到286萬m3。

藨草群落年沉積量由1980年的743萬m3不斷減少到2010年的80萬m3，蘆葦群落在1990年時年沉積量最高達1152萬m3，到2010年降至45萬m3，而互花米草群落年沉積量卻由0 m3迅速增加到2010年的161萬m3，占到2010年植被帶沉積總量的56%。這些變化與植被促淤能力的大小，以及分布面積的變化密切相關?；セ撞萑郝渲脖桓采w密集、莖稈結實、枝葉繁茂，其多年平均沉積速率分別是蘆葦群落、海三棱藨草群落的3.7倍和1.9倍[19]。

圖5 30年來鹽沼植被年沉積量變化Fig.5 The estimated change in sediment accumulation in the last thirty years

根據(jù)唐玉姝等在崇明東灘南斷面(海岸沖刷帶，有促淤壩)和北斷面(海岸淤漲帶，無促淤壩)測得的土壤容重平均值1.46 g/cm3[25]，可估算出1980年、1990年、2000年、2010年鹽沼植被年平均沉積量分別為14.02×106t/a、23.05×106t/a、2.85×106t/a、4.17×106t/a。然而1980—2010年，植被黏附懸浮顆粒物總量年平均值分別為1976.37 t/a、4645.27 t/a、2192.24 t/a、4695.34 t/a，分別僅占沉積量的0.01%、0.02%、0.08%、0.11%，呈不斷上升趨勢。雖然植被黏附懸浮顆粒物量占年沉積量的比例相對較小，但其促進懸浮顆粒物沉降的作用仍不容小覷[6,12]。

2.4 鹽沼植被消浪能力變化

在常規(guī)波高情況下(0.13±0.09 m)，如果使浪高降低為0，光灘至少需要5058 m寬，海三棱藨草至少需要482 m寬，互花米草至少需要74—352 m寬，蘆葦至少需要74—352 m寬，植被越高、越密，植被帶越寬其消浪緩流能力越高[20]。根據(jù)史本偉等的觀測數(shù)據(jù)[7]，保守推斷在風暴潮情況下，要消除2 m的波高，至少需要互花米草或蘆葦群落450 m。據(jù)此推算發(fā)現(xiàn)，常規(guī)波高情況和風暴潮情況下，堤外沒有足夠植被保護的岸段長度變化趨勢基本一致(圖6)。1990年時這樣的岸段長度均最少，常規(guī)波高情況下為0 km，風暴潮情況下為5 km；2000年時存在風險的岸段最長，分別達到7 km和26 km，增加了7 km和21 km。這是因為1990年時堤外蘆葦群落分布最廣，而由于1990—2000年的多項圍墾工程，大面積蘆葦濕地被圍入堤內，堤外植被分布面積有限；到2010年隨著灘涂向海逐漸淤漲，植被擴張，問題有所緩解，常規(guī)波高情況和風暴潮情況下，堤外沒有足夠植被保護的岸段長度分別減少到6 km和20 km。

圖6 30年來堤外沒有足夠植被保護的岸段長度變化Fig.6 The estimated change of seawall without enough salt marsh vegetation protection in the last thirty years

3 討論

通過估算1980—2010年崇明東灘鹽沼植被變化對灘涂濕地促淤消浪功能的影響(表1)，雖然鹽沼植被粘附懸浮顆粒物量增加了138%，但其占沉積量的比例僅為0.1%左右，而年沉積量在這30年卻減少了70%，所以灘涂濕地促淤能力30年來呈下降趨勢。1980—2010年，不論在常規(guī)波高情況下還是風暴潮情況下，堤外沒有足夠植被保護的岸段長度均有所增加。綜上所述，崇明東灘灘涂濕地促淤能力和消浪能力1980—2010年均呈下降趨勢。

30年來，在自然與人為因素的共同作用下，堤外自然灘涂濕地景觀格局發(fā)生了巨大變化[26]。人類圍墾和外來物種互花米草入侵就是其中兩個最主要的影響因素。研究發(fā)現(xiàn)雖然近30年崇明東灘圍墾面積大于100 km2[9]，但有植被覆蓋的灘涂濕地面積僅比1980年減少了7 km2(14%)。正是由于植被巨大的促淤消浪功能，灘涂濕地才得以維持并繼續(xù)發(fā)育。

其中，外來物種互花米草就功不可沒?；セ撞莞蛋l(fā)達，耐鹽耐水淹，繁殖能力、擴張能力強，排斥其他植物生長，在與蘆葦、海三棱藨草的生態(tài)位競爭中常常處于優(yōu)勢，導致其面積自入侵以來不斷擴大[10]。植被群落結構的變化引發(fā)了一系列的生態(tài)效應。外來物種互花米草入侵破壞魚類、鳥類、底棲動物等的生境，不利于生物多樣性保育，危害灘涂自然環(huán)境及生態(tài)系統(tǒng)平衡[18,27]。但是互花米草植株高大茂密、抗逆性強，有利于促淤造陸、固堤護岸[21]。到2010年，互花米草以其34%的植被面積，對黏附懸浮顆粒物量與促淤量的貢獻已分別占到總量的70%和56%，均大于本土物種蘆葦與藨草群落。

本文研究了針對票據(jù)關鍵區(qū)域的基于卷積神經(jīng)網(wǎng)絡的識別方法,對CNN網(wǎng)絡結構進行了改進,提出了一種改進的適用票據(jù)內容定位的CNN網(wǎng)絡。與傳統(tǒng)CNN網(wǎng)絡相比,本文提取出的多階差分特征,與原圖圖像構成5通道圖像特征,有效地挖掘了內在特征,并且結合卷積神經(jīng)網(wǎng)絡作為分類器,發(fā)揮了圖像的多通道優(yōu)勢,使得輸入數(shù)據(jù)包含更多的靜態(tài)與動態(tài)特征,從而減少了加密處理的圖像像素,提高了水印加密的計算效率。

表1 1980—2010年崇明東灘鹽沼植被促淤消浪能力變化總結

由于諸多條件的限制，估算過程中也存在著一些不足。

植被黏附懸浮顆粒物能力與許多外界因素密切相關，如河口地區(qū)懸沙濃度變化、淹水時間頻率等等。Li等[28]研究發(fā)現(xiàn)，1990—2010年20年間，由于流域人類活動影響，長江入海泥沙大量減少，河口地區(qū)局部懸沙濃度下降了約55%，這必然會對植被實際黏附懸浮顆粒物量產(chǎn)生一定影響。但據(jù)其他文獻報道，由于在人類活動以及波浪和潮流共同作用下，產(chǎn)生了泥沙再懸浮等現(xiàn)象，海床的侵蝕不斷地補充懸沙[14]。因此長江河口區(qū)域懸沙濃度是否減小仍存在較大爭議，有待于進一步明確[29]。且由于植被黏附懸浮顆粒物僅有2005—2007年的數(shù)據(jù)，研究其與河口地區(qū)懸浮泥沙濃度的關系有一定困難，因此還需要細致深入地針對此進行試驗來完善。

此外李華[6]等研究發(fā)現(xiàn)，植被黏附懸浮顆粒物量不僅有植被類型差異，還有位置、垂向與時間差異，隨著距光灘或潮溝距離增加，懸浮顆粒物含量減小，植被黏附量就降低；隨著淹水時間頻率增加，黏附量從植物頂端向基部增加；隨著植被生物量增加，黏附量增加，在9月份達到飽和。不同植被類型的垂向淤積速率也有類似的時空變化，本研究只考慮了不同植被類型的平均黏附量和淤積量，以后還需要進一步分析植被空間分布對促淤功能估算結果的影響。

由于有關早期崇明東灘不同植被類型沉積速率的資料有限，因此采用了包括光灘在內的平均沉積速率，可能會相對高估1980年以及1990年鹽沼植被分布區(qū)的沉積量。

本研究中所采用的植被對有效波高的消減數(shù)據(jù)均是在日常情況下測得，并未獲得風暴潮來臨時不同植被對波高的消減數(shù)據(jù)。當風暴潮來臨，水深加深，植被大部分甚至全部被淹沒時，植被對有效波高的消減作用會大幅降低[22]。因此本文趨于低估了風暴潮來臨時堤外沒有足夠植被保護的岸段長度。

4 結論

在自然與人為因素共同作用下，30年來鹽沼植被群落結構發(fā)生了巨大變化，導致崇明東灘灘涂濕地促淤能力和消浪能力1980—2010年均呈下降趨勢。1980—1990年隨著灘涂淤漲，植被黏附懸浮顆粒物總量、沉積量以及植被消浪功能均迅速提高；1990—2000年伴隨著大規(guī)模圍墾工程，堤外灘涂植被大面積減少，促淤消浪功能也快速降低；2000—2010年隨著灘涂不斷淤積以及互花米草快速擴張，鹽沼植被促淤消浪功能有所增加。因此，在圍墾大堤之外保持一定面積、寬度的鹽沼植被，不但有利于各項生態(tài)功能的發(fā)揮，更有利于保障堤內的安全。

[1] Ji X Q.A Study on Characteristics of Hydrodynamics and Sediment Transport, and Analysis of Vegetation Effects in Chongming Dongtan, Yangtze Estuary [D].Shanghai: East China Normal University, 2008.

[2] Wu L L, Lu J J, Tong C F, Liu C Q.Valuation of wetland ecosystem services in the Yangtze River estuary.Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2003, 12(5): 411- 416.

[3] Bouma T J, De Vries M B, Low E, Kusters L, Herman P M J, Tánczos I C, Temmerman S, Hesselink A, Meire P, Regenmortel S V.Flow hydrodynamics on a mudflat and in salt marsh vegetation: identifying general relationships for habitat characterisations.Hydrobiologia, 2005, 540(1/3): 259- 274.

[4] Coulombier T, Neumeier U, Bernatchez P.Sediment transport in a cold climate salt marsh(St.Lawrence Estuary, Canada), the importance of vegetation and waves.Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2012, 101: 64- 75.

[5] Moskalski S M, Sommerfield C K.Suspended sediment deposition and trapping efficiency in a Delaware salt marsh.Geomorphology, 2012, 139- 140: 195- 204.

[6] Li H, Yang S L.Changes of suspended particulates adhering to salt marsh plants.Acta Oceanologica Sinica, 2010, 32(1): 114- 119.

[7] Shi B W, Yang S L, Luo X X, Xu X J.A wave attenuation over the transitional zone of mudflat and salt marsh---a case study in the eastern Chongming on the Changjiang Delta.Acta Oceanologica Sinica, 2010, 32(3): 174- 178.

[8] Huang H M, Zhang L Q, Yuan L.The spatio-temporal dynamics of salt marsh vegetation for Chongming Dongtan National Nature Reserve, Shanghai.Acta Ecologica Sinica, 2007, 27(10): 4166- 4172.

[9] Gao Y, Zhao B.The effect of reclamation on mud flat development in Chongming Island, Shanghai.Chinese Agricultural Science Bulletin, 2006, 22(8): 475- 479.

[10] Xiao D R, Zhang L Q, Zhu Z C.The range expansion patterns ofSpartinaalternifloraon salt marshes in the Yangtze Estuary, China.Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2010, 88(1): 99- 104.

[11] Zhang E F, Savenije H H G, Chen S L, Chen J Y.Water abstraction along the lower Yangtze River, China, and its impact on water discharge into the estuary.Physics and Chemistry of the Earth, Parts A/B/C, 2012, 47- 48: 76- 85.

[12] Li H, Yang S L.Trapping effect of tidal marsh vegetation on suspended sediment, Yangtze Delta.Journal of Coastal Research, 2009, 25(4): 915- 924.

[13] Yang S L, Zhang J, Zhu J, Smith J P, Dai S B, Gao A, Li P.Impact of dams on Yangtze River sediment supply to the sea and delta intertidal wetland response.Journal of Geophysical Research: Earth Surface, 2005, 110(F3): F03006.

[14] Yang S L, Zhu J, Li M.Evolutional trend of the coastal wetland in Shanghai in response to decrease of sediment supply from the Changjiang River.Journal of Marine Sciences, 2009, 27(2): 7- 15.

[15] Li P, Yang S L, Dai S B, Zhang W X.Accretion / erosion of the subaqueous delta at the Yangtze Estuary in recent 10 years.Acta Geographica Sinica, 2007, 62(7): 707- 716.

[16] Zhao C Q, Mao Z C, Yu Z Y, Xu H G, Li J F.The analysis of the eastern Chongming tidal flats evolution in the Yangtze River estuary.Transactions of Oceanology and Limnology, 2008, (3): 27- 34.

[17] Li H P, Zhang L Q, Wang D H.Distribution of an exotic plantSpartinaalterniflorain Shanghai.Biodiversity Science, 2006, 14(2): 114- 120.

[18] Chen Z Y, Li B, Zhong Y, Chen J K.Local competitive effects of introducedSpartinaalternifloraonScirpusmariqueterat Dongtan of Chongming Island, the Yangtze River estuary and their potential ecological consequences.Hydrobiologia, 2004, 528(1/3): 99- 106.

[19] Li X Z, Ren L J, Liu Y, Christopher C, ülo M, Yang S L.The impact of the change in vegetation structure on the ecological functions of salt marshes: the example of the Yangtze estuary.Regional Environmental Change, 2014, 14(2): 623- 632.

[20] Yang S L, Li H, Ysebaert T, Bouma T J, Zhang W X, Wang Y Y, Li P, Li M, Ding P X.Spatial and temporal variations in sediment grain size in tidal wetlands, Yangtze Delta: on the role of physical and biotic controls.Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2008, 77(4): 657- 671.

[21] Liu Y W, Yang S L, Luo X X.Separation estimate of beach erosion and deposition on intertidal wetland of the sea level rise and the normal deposition.Shanghai Land & Resources, 2011, 32(3): 18- 22.

[22] Ysebaert T, Yang S L, Zhang L Q, He Q, Bouma T J, Herman P M J.Wave attenuation by two contrasting ecosystem engineering salt marsh macrophytes in the intertidal pioneer zone.Wetlands, 2011, 31(6): 1043- 1054.

[23] Yang S L, Shi B W, Bouma T J, Ysebaert T, Luo X X.Wave attenuation at a salt marsh margin: a case study of an exposed coast on the Yangtze Estuary.Estuaries and Coasts, 2012, 35(1): 169- 182.

[24] Chen Y P, Yang S L, Shi B W, Li P, Zhu J R.Temporal and spatial variations in wave height over intertidal mudflats and the influencing factors: a case study from the Yangtze River Delta.Advances in Marine Science, 2012, 30(3): 317- 327.

[25] Tang Y S, Wang L, Jia J W, Li Y L, Zhang W Q, Wang H L, Fu X H, Le Y Q.The effect of artificial disturbance such as siltation promotion on soil microbial respiration of tidal wetlands in the Yangtze River estuary.Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(18): 5022- 5032.

[26] Li J F, Dai Z J, Ying M, Wu R R, Fu G, Xu H G.Analysis on the development and evoluation of tidal flats and reclamation of land resource along shore of Shanghai city.Journal of Natural Resources, 2007, 22(3): 361- 371.

[27] Li B, Liao C Z, Zhang X D, Chen H L, Wang Q, Chen Z Y, Gan X J, Wu J H, Zhao B, Ma Z J, Cheng X L, Jiang L F, Chen J K.Spartinaalterniflorainvasions in the Yangtze River estuary, China: an overview of current status and ecosystem effects.Ecological Engineering, 2009, 35(4): 511- 520.

[28] Li P, Yang S L, Milliman J D, Xu K H, Qin W H, Wu C S, Chen Y P, Shi B W.Spatial, temporal, and human-induced variations in suspended sediment concentration in the surface waters of the Yangtze estuary and adjacent coastal areas.Estuaries and Coasts, 2012, 35(5): 1316- 1327.

[29] Yang Y P, Li Y T, Sun Z H, Fan Y Y.Trends and causes of suspended sediment concentration variation in the turbidity maximum zone at the Yangtze River Estuary.Acta Geographica Sinica, 2013, 68(9): 1240- 1250.

參考文獻:

[1] 吉曉強.崇明東灘水沙輸移及植被影響分析 [D].上海: 華東師范大學, 2008.

[6] 李華, 楊世倫.潮間帶鹽沼植物黏附懸浮顆粒物的差異性研究.海洋學報, 2010, 32(1): 114- 119.

[7] 史本偉, 楊世倫, 羅向欣, 徐曉君.淤泥質光灘- 鹽沼過渡帶波浪衰減的觀測研究——以長江口崇明東灘為例.海洋學報, 2010, 32(2): 174- 178.

[8] 黃華梅, 張利權, 袁琳.崇明東灘自然保護區(qū)鹽沼植被的時空動態(tài).生態(tài)學報, 2007, 27(10): 4166- 4172.

[9] 高宇, 趙斌.人類圍墾活動對上海崇明東灘灘涂發(fā)育的影響.中國農(nóng)學通報, 2006, 22(8): 475- 479.

[14] 楊世倫, Zhu J, 李明.長江入海泥沙的變化趨勢與上海灘涂資源的可持續(xù)利用.海洋學研究, 2009, 27(2): 7- 15.

[15] 李鵬, 楊世倫, 戴仕寶, 張文祥.近10 年來長江口水下三角洲的沖淤變化——兼論三峽工程蓄水的影響.地理學報, 2007, 62(7): 707- 716.

[16] 趙常青, 茅志昌, 虞志英, 徐海根, 李九發(fā).長江口崇明東灘沖淤演變分析.海洋湖沼通報, 2008, (3): 27- 34.

[21] 劉英文, 楊世倫, 羅向欣.海平面上升的淹沒效應和岸灘沖淤對潮間帶濕地面積影響的分離估算.上海國土資源, 2011, 32(3): 18- 22.

[24] 陳燕萍, 楊世倫, 史本偉, 李鵬, 朱建榮.潮灘上波高的時空變化及其影響因素——以長江三角洲海岸為例.海洋科學進展, 2012, 30(3): 317- 327.

[25] 唐玉姝, 王磊, 賈建偉, 李艷麗, 張文佺, 王紅麗, 付小花, 樂毅全.促淤等人為擾動對長江口灘涂濕地土壤微生物呼吸的影響.生態(tài)學報, 2010, 30(18): 5022- 5032.

[26] 李九發(fā), 戴志軍, 應銘, 吳榮榮, 付桂, 徐海根.上海市沿海灘涂土地資源圈圍與潮灘發(fā)育演變分析.自然資源學報, 2007, 22(3): 361- 371.

[29] 楊云平, 李義天, 孫昭華, 樊詠陽.長江口最大渾濁帶懸沙濃度變化趨勢及成因.地理學報, 2013, 68(9): 1240- 1250.

TheimpactofsaltmarshchangeonsedimentaccumulationandwaveattenuationattheEastChongmingIsland

REN Linjing, LI Xiuzhen*, YANG Shilun, YAN zhongzheng, HUANG Xing

StateKeyLaboratoryofEstuarineandCoastalResearch,EastChinaNormalUniversity,Shanghai200062,China

As a key part of substance and energy exchange between land and ocean, estuarine wetland is the hotspot and focus of multiple disciplines.Under natural and artificial influences such as sea level rising, human reclamation, nature conservation, and exotic species invasion, salt marsh in the East Chongming wetlands had undergone severe changes during the past decades.Based on field investigation, remotely sensed images were classified and corrected for the periods of 1980, 1990, 2000 and 2010 at the East Chongming Island.In combination with existing research results, the impact of salt marsh change on sediment accumulation and wave attenuation of the East Chongming wetlands were quantified.The results showed that: the area ratio ofPhragmites/Spartina/Scirpuswere 23∶0∶77, 73∶0∶27, 33∶9∶58 and 34∶34∶32 in 1980, 1990, 2000 and 2010, respectively, with the total area of salt marsh vegetation changed from 51 km2to 83 km2, 37 km2and 44 km2.Under constant sedimentation during 1980—1990, the total amount of suspended particulate matter adhered by vegetation increased by 2669 t, while the amount of sediment accumulation increased by 619×104m3.The length of seawall without enough vegetation protection under normal tidal heights and under storm surge decreased by 5 km and 14 km, respectively.Due to intensive human reclamation during 1990—2000, the total amount of suspended particulate matter adhered by vegetation decreased by 2453 t, the amount of sediment accumulation decreased by 1384×104m3.The length of seawall without enough vegetation protection under normal tides and under storm surge increased by 7 km and 21 km, respectively.With the influences of constant sedimentation and exotic species invasion during 2000—2010, the total amount of suspended particulate matter adhered by vegetation increased by 2503 t, and sediment accumulation increased by 91×104m3.The length of seawall without enough protection under normal tides and under storm surge decreased to 6 km and 20 km, respectively.Saltmarsh vegetation protection is of great importance for land accretion and for the safety behind the seawall, in addition to its importance for a number of other ecological functions such as bio-productivity, biodiversity, and purification.

East Chongming Island; salt marsh vegetation; total suspended particulate matter adhered; sediment accumulation; wave attenuation

科技部全球變化研究國家重大科學研究計劃(2010CB951203)；國家自然科學基金(41271065, 41130856); 上海市科委“創(chuàng)新行動計劃”計劃(13231203500)資助

2013- 11- 04;

2014- 04- 01

10.5846/stxb201311042665

*通訊作者Corresponding author.E-mail: xzli@sklec.ecnu.edu.cn

任璘婧, 李秀珍, 楊世倫, 閆中正, 黃星.崇明東灘鹽沼植被變化對灘涂濕地促淤消浪功能的影響.生態(tài)學報,2014,34(12):3350- 3358.

Ren L J, Li X Z, Yang S L, Yan Z Z, Huang X.The impact of salt marsh change on sediment accumulation and wave attenuation at the East Chongming Island.Acta Ecologica Sinica,2014,34(12):3350- 3358.