洪 兵,林巧鶯,,俞 慎,張德健,楊麗麗

(1.中國科學院城市環(huán)境研究所 城市環(huán)境與健康重點實驗室,福建 廈門 361021;2.中國科學院大學,北京 100049;3.泉州師范學院 資源與環(huán)境科學學院,福建 泉州 362000;4.廈門理工學院 計算機與信息工程學院,福建 廈門 361024)

人類活動影響下生態(tài)環(huán)境演變及其響應研究是平衡區(qū)域發(fā)展與環(huán)境問題的重要命題,也是當前人類社會可持續(xù)發(fā)展首要解決的科學問題。濱海濕地位于海陸過渡帶, 被譽為“地球之腎”, 是一種重要且脆弱的生態(tài)系統(tǒng)[1-4]。 全球50%的濕地、 35%的紅樹林、 30%的珊瑚礁和29%的海草正在持續(xù)消失或退化[5-8]。 快速城鎮(zhèn)化和密集人類活動是驅(qū)動自然濱海濕地消失或退化的主要原因[9-13]。 中國是快速城鎮(zhèn)化的發(fā)展中國家, 沿海地區(qū)是人類活動最密集的區(qū)域。 至2015年, 超43%的中國人口居住在沿海省市[14], 濱海濕地資源呈現(xiàn)消失及退化現(xiàn)象。 由美國保爾森基金會、 中國國家林業(yè)局、 中國科學院地理科學與資源研究所聯(lián)合調(diào)查的中國濱海濕地報告指出, 過去50年間我國已損失53%的溫帶濱海濕地、 73%的紅樹林和80%的珊瑚礁[15]。 1949—2008年期間, 16 878 km2的濱海濕地被開墾利用, 預計至2020年還將開墾約5 880 km2的濱海濕地[16]。 濱海濕地人類活動影響強度及其空間分異研究已成為濱海濕地損失及退化研究的熱點問題之一[2, 13, 16-17]。

福建省位于我國東南沿海, 濱海濕地資源豐富, 是我國17個生物多樣性保護重點區(qū)域之一[18]。 但福建沿海人口密集、 經(jīng)濟發(fā)達,密集的人類活動已造成大量濱海濕地資源消失或生態(tài)環(huán)境退化[18-19]。 本研究應用Erdas Image 和ArcGIS軟件, 對1990—2015年多期遙感影像進行目視解譯, 獲取福建濱海濕地景觀25年間的動態(tài)變化, 分析福建濱海濕地土地流轉(zhuǎn)以及人為干擾度的時空演變規(guī)律, 探討濱海濕地人類活動影響強度的經(jīng)濟驅(qū)動機制, 為福建省及沿海各省濱海濕地保護與管理提供參考依據(jù), 為平衡沿海地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展與濱海生態(tài)環(huán)境保護提供科學參考依據(jù), 也為沿海地區(qū)“新型城鎮(zhèn)化”建設(shè)的“可持續(xù)發(fā)展”提供科學依據(jù)。

1 數(shù)據(jù)與方法

1.1 研究區(qū)概況

福建省位于我國東南沿海,23°33′N—28°20′N,115°50′E—120°40′E,海岸線總長6 128 km,其中大陸岸線3 752 km,居全國第二位。本研究以福建1990年濱海濕地(包括自然濱海濕地和養(yǎng)殖區(qū)、 水田等農(nóng)業(yè)濕地)為研究區(qū)范圍,北至寧德福鼎市,與浙江省毗鄰;南至漳州詔安縣,與廣東省毗鄰;向海方向,以近海海域6 m等深線為邊界;向陸方向,以1990年濱海濕地陸上邊界為基準。研究區(qū)域面積共計7 654 km2。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

考慮到人類活動對濱海濕地的影響近年來顯著加強, 本次研究選取了1990、 2000、 2005、 2010和2015年的遙感影像數(shù)據(jù)進行研究。 遙感影像均來自美國陸地資源衛(wèi)星(Landsat), 1990和2000年為Landsat 5 TM影像、 2005和2010年為Landsat 7 ETM+影像、 2015年為Landsat 8 OLI_TRIS影像。 所有遙感影像均由全球土地覆蓋數(shù)據(jù)庫( http://www.landcover.org/data/)和中國科學院計算機網(wǎng)絡(luò)信息中心地理空間數(shù)據(jù)云平臺( http://www.gscloud.cn/)下載獲取。遙感影像數(shù)據(jù)空間分辨率均為30 m,Landsat 5 TM影像和Landsat 7 ETM+影像由5、4、3波段合成彩色影像、Landsat 8 OLI_TRIS影像由6、5、4波段合成彩色影像。影像配準以2010年遙感影像為基準,對1990、2000、2005和2015年影像進行二次多項式配準,均方根誤差控制在0.5像素之內(nèi)。由于不同時相遙感影像拍攝時潮汐位置不同,因此在根據(jù)遙感影像解譯濱海濕地過程中,盡量參考1990—2015年間處于最低潮位的影像進行解譯。近海海域6 m等深線根據(jù)美國國家海洋和大氣管理局的國家地理數(shù)據(jù)中心( http://www.ngdc.noaa.gov/mgg/global/global.html)提供的全球地形模型(ETOPO 1)提取。

1.3 濱海濕地景觀分類和人為干擾度指數(shù)(HDI)

結(jié)合《全國土地分類》(試行)和福建濱海濕地的現(xiàn)狀, 將福建濱海景觀分為自然濱海濕地(包括淺海海域、 灘涂、 河口海域、 紅樹林和沙灘等)、 農(nóng)業(yè)用地(包括養(yǎng)殖和水田等農(nóng)業(yè)濕地)和建筑用地3種類型(表1)。

表1 福建省濱海景觀類型及其干擾度系數(shù)

人為干擾度即人類生產(chǎn)等活動對生態(tài)環(huán)境的強度[20],不同的濕地景觀類型代表著不同的人類開發(fā)利用強度[21]。本文參照孫永光等、梁發(fā)超等、陳愛蓮等和陳鵬等的研究成果[17, 21-23],結(jié)合研究區(qū)域濕地實際情況確定干擾度系數(shù)(表1), 通過構(gòu)建人為干擾度(human disturbance index, HDI)模型來表征福建省濱海濕地的人類活動影響強度,HDI的計算公式為[22]

(1)

式中:n為景觀類型;Ai為采樣網(wǎng)格中第i種景觀類型的面積(km2);Aj為采樣網(wǎng)格的面積(km2);Pi為第i種景觀類型所反映的人為干擾度系數(shù)。

本文采用1 km×1 km的網(wǎng)格覆蓋研究區(qū)域,利用HDI公式的計算結(jié)果賦給每個網(wǎng)格中心點,通過反距離加權(quán),得到不同時期人為干擾度強度空間分布圖,獲取福建省濱海濕地人類活動影響規(guī)律。

1.4 濱海濕地人類活動影響強度的城鎮(zhèn)化響應

將式(1)計算得到的福建濱海濕地人為干擾度分為5等級:0～0.2為未干擾、0.2～0.4為輕微人為干擾、0.4～0.6為中等人為干擾、0.6～0.8為強人為干擾、0.8～1.0為強烈人為干擾。利用ArcGIS軟件分區(qū)統(tǒng)計福建省沿海縣市濱海濕地人為干擾度。從《福建省統(tǒng)計年鑒》收集1990、2000、2005、2010和2015年各沿?？h市社會經(jīng)濟數(shù)據(jù),包括國民生產(chǎn)總產(chǎn)值、第一產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值和年末人口總數(shù)等。利用SAS統(tǒng)計分析軟件,對福建省沿?？h、市濱海濕地人為干擾度與社會經(jīng)濟因子進行Pearson相關(guān)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 福建濱海濕地資源時空動態(tài)變化

1990—2015年間福建省自然濱海濕地資源面積呈持續(xù)減少趨勢(圖1), 從1990年6 961 km2減少至2015年6 569 km2, 共損失392 km2。 其中, 灘涂的損失率最大, 25年來有35%的灘涂已消失, 共減少86 km2, 年均減少率達1.4%, 2005—2010年間, 灘涂的年均減少率最大, 高達3.3%。 河口水域也持續(xù)減少, 共減少30 km2, 年均減少率達0.3%, 2010—2015年間, 河口水域年均減少率最大, 達到0.7%。湖泊和沙灘也是持續(xù)減少,分別減少了0.99 km2和8.1 km2,年均減少率達到0.7%和0.5%。紅樹林濕地呈現(xiàn)增加的趨勢,1990—2015年間增加了3.8 km2, 年均增長率達到2.7%, 2015年達到9.4 km2。 農(nóng)業(yè)濕地包括水田和養(yǎng)殖區(qū)則呈現(xiàn)先增長后減少的趨勢, 由1990年693 km2增加至2010年809 km2(增加116 km2), 爾后至2015年減少了45 km2, 較1990年增加71 km2。 其中, 養(yǎng)殖區(qū)亦呈現(xiàn)先增長后減少的趨勢, 1990—2010年間增加了181 km2,較1990年增加了41%,年均增長率為2%,2005—2010年間增長率最大,高達2.9%;爾后至2015年養(yǎng)殖區(qū)減少了21 km2,年均減少率為0.7%。水田則呈持續(xù)減少趨勢,從1990年249 km2減少到2015年160 km2,減少了89 km2,年均減少率為1.4%。建設(shè)用地呈持續(xù)增長趨勢,從1990年到2015年增加了322 km2。

從25年來福建濱海濕地土地流轉(zhuǎn)的空間分布(圖2)可知, 自然濱海濕地(包括灘涂、 河口水域、淺海水域、 沙灘、 紅樹林和湖泊池塘)流轉(zhuǎn)為農(nóng)業(yè)用地(養(yǎng)殖區(qū)和水田)的區(qū)域主要集中在寧德、福州、 泉州和漳州附近, 自然濱海濕地流轉(zhuǎn)為建設(shè)用地的區(qū)域主要集中在廈門、 泉州、 莆田和福州部分區(qū)域, 以淺海水域流轉(zhuǎn)成建設(shè)用地及灘涂流轉(zhuǎn)成建設(shè)用地為主。 農(nóng)業(yè)用地流轉(zhuǎn)為建設(shè)用地的區(qū)域也主要集中在廈門、 泉州、 莆田和福州部分區(qū)域。

圖1 1990—2015年福建濱海濕地面積變化(淺海水域除外)Fig.1 Changes of coastal wetlands in Fujian from 1990 to 2015

圖2 1990—2015年福建濱海濕地土地流轉(zhuǎn)空間分布Fig.2 Spatial distribution of land conversions of coastal wetlands in Fujian from 1990 to 2015

2.2 人為干擾度時空動態(tài)變化

2.2.1 福建濱海濕地人為干擾度的動態(tài)變化 人類活動是導致福建濱海濕地變化的主要因素。從圖3可看出,1990—2015年期間,福建濱海濕地的人為干擾度不斷加強,除了未干擾(0～0.2)這一等級減少外,其他等級都有不同程度的增加。其中,強烈人為干擾(0.8～1.0)增加幅度最大,2015年較1990年增加了203 km2,僅2010—2015年間就增加了93 km2,年均增長率為16.9%；其次是輕微人為干擾(0.2～0.4)增加幅度也較大,增加了166 km2,年均增長率為1.7%,2000—2005年間,年均增長率最大,達到2.4%；25年來中等人為干擾(0.4～0.6)和強人為干擾(0.6～0.8)分別增加了114和123 km2,年均增長率分別達到1.97%和1.2%。這主要是因為隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展,淺海水域、灘涂和河口水域等自然濱海濕地被開發(fā)圍墾成養(yǎng)殖區(qū)或建設(shè)用地,自然濱海濕地其他類型或農(nóng)業(yè)濕地被開發(fā)成建設(shè)用地。

圖3 1990—2015年福建濱海濕地人為干擾度等級構(gòu)成變化Fig.3 Composition changes of human disturbance of coastal wetlands in Fujian from 1990 to 2015

2.2.2 福建濱海濕地人為干擾度的空間變化 1990—2015年間福建濱海濕地人為干擾空間分異特征顯著(圖4)。 1990年福建濱海濕地人為干擾度中高值區(qū)(人為干擾度>0.6)零星分布,主要集中在福州市的連江縣、福州市轄區(qū)、福清市和莆田市轄區(qū)的沿海地區(qū);寧德市沿海干擾度強度相對較小。隨著人類活動的加強,對濱海濕地的影響不斷增加,自然濱海濕地逐漸被開發(fā)轉(zhuǎn)化成農(nóng)業(yè)濕地和建設(shè)用地, 部分農(nóng)業(yè)濕地也轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地, 濱海濕地的人為干擾度不斷加強。 到2015年, 福建沿岸濱海濕地人為干擾度明顯加強,福州、莆田、廈門、泉州和漳州等地沿海形成明顯的人為干擾帶。

圖4 1990(a)、2015(b)年福建濱海濕地人為干擾度空間變化Fig.4 Spatial distribution of human disturbance of coastal wetlands in Fujian 1990(a), 2015(b)

濱海濕地人為干擾度的變化及其空間分布,是濕地保護及修復的重要依據(jù)。由近25年來福建濱海濕地人為干擾度的變化(圖5)可知,福建濱海濕地人為干擾度強度不斷增加,人類活動對濱海濕地的影響不斷增加,22.4%的濱海濕地呈現(xiàn)人為干擾強度增加的趨勢,主要分布在寧德市轄區(qū)、 羅源縣、 連江縣、 福清市、 莆田市轄區(qū)、 惠安縣、 廈門市等沿海地區(qū)。 這些區(qū)域的濱海濕地應成為濕地保護、 濕地監(jiān)測和生態(tài)修復的重點。 此外, 有4.8%的濱海濕地呈現(xiàn)人為干擾強度下降的趨勢, 主要分布在福州市轄區(qū)、 廈門市等局部區(qū)域, 這可能與當?shù)胤e極開展?jié)竦匦迯团c保護有關(guān)。

2.3 福建濱海濕地人為干擾度的經(jīng)濟驅(qū)動

與地質(zhì)構(gòu)造、海平面上升、侵蝕等自然因素相比,經(jīng)濟發(fā)展被認為是世界自然濱海濕地土地流轉(zhuǎn)損失的重要因素[24]。本研究僅對福建濱海濕地的人為干擾度的經(jīng)濟驅(qū)動機制進行分析,由濱海濕地人為干擾度與沿海縣市經(jīng)濟發(fā)展的Pearson相關(guān)性分析(表2)可得,福建濱海濕地人為干擾度與國民生產(chǎn)總值、第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值以及人均國民生產(chǎn)總值相關(guān)(p<0.05)。其中,受到強烈人為干擾的濱海濕地主要是從自然濱海濕地或農(nóng)業(yè)濕地流轉(zhuǎn)為建設(shè)用地,因此受到強烈人為干擾的濱海濕地與經(jīng)濟發(fā)展的相關(guān)性最大,與國民生產(chǎn)總值、第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值的相關(guān)性分別為0.645和0.630,均大于其他人為干擾度等級與經(jīng)濟因子的相關(guān)性。福建省沿海經(jīng)濟發(fā)達,尤其是制造業(yè)和服務(wù)業(yè)等產(chǎn)業(yè)較為發(fā)達,2017年第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值和第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值分別占地區(qū)生產(chǎn)總值的49%和44%,但由于福建多為山地丘陵地貌,因此,在開發(fā)建設(shè)過程中,圍墾開發(fā)濱海濕地的現(xiàn)象較多。

圖5 1990—2015年福建濱海濕地人為干擾度變化的空間分布結(jié)果Fig.5 Spatial distribution vesults of human disturbance changes of coastal wetlands in Fujian from 1990 to 2015

干擾等級國民生產(chǎn)總產(chǎn)值第一產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值人均國民生產(chǎn)總值未干擾-0.0110.011-0.040-0.021-0.168輕微0.456??0.0690.422??0.382??0.211?中等0.355??0.0650.326??0.284??0.132強0.201?0.0430.208?0.1150.025強烈0.645??0.1590.630??0.520??0.456??

注:*、**分別表示顯著性水平為p<0.05、p<0.01。

3 結(jié)論與展望

對近25年來福建濱海濕地人類活動影響強度的時空分異及其經(jīng)濟驅(qū)動機制分析,得出以下結(jié)論:

(1)近25年來,福建自然濱海濕地面積呈持續(xù)減少趨勢,主要流轉(zhuǎn)為養(yǎng)殖區(qū)和建設(shè)用地;農(nóng)業(yè)用地面積呈先增加后減少趨勢,建設(shè)用地面積逐年增加。

(2)福建濱海濕地強人為干擾度由1990年零星分布演變?yōu)?015年形成明顯的人為干擾帶。22.4%的濱海濕地呈現(xiàn)人為干擾強度增加的趨勢,主要分布在福州、莆田、泉州、廈門等沿海地區(qū)。

(3)福建濱海濕地人為干擾度主要與國民生產(chǎn)總值、第二產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值、第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值和人均國民生產(chǎn)總值相關(guān)。

科學化、定量化地分析濱海濕地的時空動態(tài)變化以及人類活動對濱海濕地的影響,可以為合理保護和利用濱海濕地提供科學依據(jù),為平衡沿海地區(qū)經(jīng)濟發(fā)展與濱海生態(tài)環(huán)境保護提供參考依據(jù)。本研究結(jié)果可以為合理規(guī)范人類活動對濱海濕地資源的開發(fā)利用提供參考依據(jù)。今后將從流域污染物輸出及其沿海縣、市污染物排放對濱海濕地的生態(tài)功能退化的影響來進一步研究人類活動對濱海濕地的影響。