張婷玉, 袁 琳,2,3, 張 超, 李 陽, 趙志遠,史宇驍, 張利權, 顧靖華

（1. 華東師范大學 河口海岸學國家重點實驗室 藍碳科學與技術研究中心, 上海 200241;2. 崇明生態(tài)研究院, 上海 202162; 3. 長江三角洲河口濕地生態(tài)系統(tǒng)教育部/上海市野外科學觀測研究站,上海 202162; 4. 華東師范大學 地理科學學院, 上海 200241）

0 引 言

全球一半以上的人口和四分之三的國際大都市分布在沿海60 km 的范圍, 海岸帶成為人口密集、經(jīng)濟繁榮的重要區(qū)域[1-2]. 此外, 因其獨特的地理位置, 海岸帶沿岸還分布著廣袤的濕地資源, 在氣候調(diào)節(jié)、污染物降解和提供動植物棲息地等方面發(fā)揮著不可替代的生態(tài)服務功能, 在社會經(jīng)濟、城市發(fā)展、環(huán)境保護等方面具有十分重要的意義[3]. 然而, 自20 世紀以來, 在海岸圈圍、水產(chǎn)養(yǎng)殖、城市化建設、生物入侵、泥沙沉積量減少、海平面上升和風暴潮等人類活動和自然因素的共同影響下, 全球的海岸帶濕地面臨退化和喪失的威脅, 嚴重影響了海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性和可持續(xù)發(fā)展. 在過去一百年間, 全球濕地面積減少50%以上, 重金屬污染、生物多樣性降低、鳥類棲息地減少、生態(tài)格局快速演變等生態(tài)問題尤為突出[4-6].

生態(tài)系統(tǒng)格局的時空變化特征可反映人類活動與自然因素對生態(tài)系統(tǒng)的影響, 是了解生態(tài)系統(tǒng)歷史變化的有效途徑[7]. 開展海岸帶格局變化研究, 不僅有助于了解海岸帶生態(tài)系統(tǒng)演變過程, 而且對于實施海岸帶的保護修復和可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[8]. 目前國內(nèi)外有關海岸帶格局演變過程的研究主要是通過遙感解譯的方法, 獲得海岸帶格局變化的特征數(shù)據(jù), 進而分析在氣候變化和人類活動等不同因素影響下海岸帶土地利用的變化特點及生態(tài)格局特征[9-11]. 例如, Zhu 等[12]利用SPOT (systeme probatoire d’observation de la terre)系列遙感影像量化了1987—2012 年海岸圈圍對長江口海岸線的影響, Laengner 等[13]利用長時序 (1986—2010 年) Landsat 遙感影像分析了歐洲海岸帶鹽沼的分布及面積變化, Hu 等[14]利用Sentinel-1 系列遙感影像分析了中國海岸帶灘涂鹽沼外來物種互花米草分布情況. 盡管遙感技術已被廣泛地用于海岸帶監(jiān)測及動態(tài)變化研究, 但研究范圍主要集中在濱海的鹽沼植被區(qū)和近海內(nèi)陸. 對于海岸帶生態(tài)系統(tǒng)中間歇性淹水的淤泥質(zhì)海灘和淺水區(qū)域, 則主要采用野外觀測水深及海圖數(shù)據(jù)分析等方法[15]. 將遙感數(shù)據(jù)和海圖數(shù)據(jù)結(jié)合, 全面分析海岸工程和外來物種入侵對海岸帶鹽沼植被和淤泥質(zhì)海灘整體格局時空演變的影響, 進而提出海岸帶綜合保護修復建議的研究尚不多見.

上海南匯東灘位于長江口的東南角, 是長江口典型的海岸帶生態(tài)系統(tǒng), 是亞太地區(qū)候鳥遷徙路上重要的停歇覓食地, 具有十分重要的生態(tài)保護價值[16]. 與此同時, 南匯東灘也是上海城市經(jīng)濟開發(fā)的重要區(qū)域[12]. 自20 世紀90 年代以來, 上海南匯東灘通過大面積的海岸圈圍工程, 為上海提供大量新生土地, 是上海經(jīng)濟社會和城市發(fā)展的重要保障[17]. 出于促淤護岸的目的, 20 世紀90 年代和2005—2015 年, 南匯東灘通過在海堤沿岸人工種植外來物種互花米草 (Spartina alterniflora) 實施了生物促淤工程[18]. 自2013 年起, 實施了面積達14.9 km2的海岸硬質(zhì)促淤工程, 在南匯東灘北部修筑了8 個向海延伸的丁壩[19]. 從歷史沿革來看, 海岸工程和互花米草入侵是影響南匯東灘的海岸帶格局演變的兩大主要因素.

本研究以上海南匯東灘海岸帶生態(tài)系統(tǒng)為典型研究區(qū), 通過遙感解譯、海圖數(shù)字化等方法獲得近20 年 (2000—2020 年) 南匯東灘海岸帶的時空分布, 采用野外現(xiàn)場調(diào)查的方法對已獲得的數(shù)據(jù)進行驗證校對, 基于已獲得的海岸帶時空分布格局, 探究了以海岸圈圍工程和海岸促淤工程 (硬質(zhì)促淤工程和生物促淤工程) 為代表的海岸工程及生物入侵對海岸帶格局演變產(chǎn)生的影響, 以期為海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構優(yōu)化、保護修護和可持續(xù)利用提供科學依據(jù).

1 研究地點

南匯東灘 (30°50′04″ N ～ 31°06′47″ N, 121°50′50″ E ～ 121°51′40″ E) 位于長江口與杭州灣之間,毗鄰東海大橋, 是上海通向沿海各大島嶼的重要“門戶”. 它地處北亞熱帶南緣, 屬于季風性氣候, 四季分明, 夏季高溫多雨, 冬季溫和濕潤, 年均氣溫15 ～ 16℃, 年均降雨量約為1 061.9 mm[20]. 受長江上游所攜帶的豐富泥沙資源的影響, 南匯東灘沿岸自然灘涂處于不斷淤漲狀態(tài), 潮間鹽水沼澤有規(guī)律地分布, 自陸向海依次為蘆葦 (Phragmites australis)、互花米草 (S. alterniflora)、海三棱藨草 (Scirpus mariquete)[16]. 作為亞太地區(qū)候鳥遷徙路線上重要的停歇覓食地, 每年有數(shù)十萬只水鳥, 包括小天鵝(Cygnus columbianus)、白鶴 (Grus leucogeranus)、黑嘴鷗 (Larus saundersi) 等具有國際保護意義的瀕危物種遷徙途徑于此[21].

20 世紀90 年代以來, 為解決日益加劇的人地矛盾, 南匯東灘成為上海實施海岸圈圍的重點區(qū)域,通過海岸圈圍新增陸地達120 km2[17]. 最近一次的大規(guī)模海岸圈圍工程自2002 年開始, 至2005 年完工, 共圈圍造地達105.8 km2[17]. 自2013 年以來, 為促進南匯東灘的泥沙淤積和灘涂發(fā)育, 實施了海岸硬質(zhì)促淤工程, 南匯東灘采用混凝土和透水巖石建造了“T”形促淤堤, 攔截水流中的沉積物, 并通過改變局部區(qū)域水動力, 促進泥沙在促淤區(qū)沉淀, 從而實現(xiàn)灘涂向海淤漲[19]. 該工程在南匯東灘北部約14.9 km2區(qū)域圈圍 (為無潮汐影響的沼澤濕地) , 其余部分仍為受潮汐周期影響的自然灘涂 (圖1)[19].

圖1 南匯東灘地理位置、海岸工程和野外驗證點Fig. 1 The location, coastal engineering, and verification point in Nanhui Dongtan

20 世紀90 年代和2005—2010 年, 為達到消浪緩流、保灘護岸的目的, 通過人為引種互花米草的方式在南匯東灘實施了生物促淤工程. 該工程在海堤到促淤堤約100 m 范圍內(nèi)種植互花米草, 期望借助互花米草植株粗壯和根系繁茂的特性, 在互花米草根系周圍營造緩流環(huán)境, 促進泥沙在植物生長區(qū)域淤積[22]. 然而生物促淤工程實施后, 隨著互花米草的定居和擴散, 形成了大面積的單種優(yōu)勢植被群落, 對本土的鹽沼植被蘆葦和海三棱藨草的生長產(chǎn)生嚴重影響[23].

本研究中南匯東灘海岸帶的范圍: 以2000 年南匯東灘海堤為西邊界, 浦東機場南側(cè)為北邊界, 蘆潮港碼頭為南邊界, 2020 年南匯東灘淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 為東邊界 (圖1).

2 研究方法

本文采用的研究方法包括野外調(diào)查、遙感影像處理和海圖資料處理 (圖2).

圖2 技術流程Fig. 2 Technical flow chart

2.1 野外調(diào)查

為提高分類準確性, 特別是所選取的樣本是否具有典型性、代表性, 于2019 年6 月在南匯東灘進行野外調(diào)查. 通過手持GPS 對南匯東灘不同土地利用情況進行定位并記錄, 為后續(xù)解譯工作提供訓練樣本. 通過以往野外調(diào)查結(jié)果驗證2000—2015 年南匯東灘分類情況, 并于2020 年9 月再次進行野外考察, 對已獲得的2020 年南匯東灘分類結(jié)果進行驗證. 通過手持GPS 對典型地物類型進行定位,并與初步分類結(jié)果和不同土地利用類型的邊界進行比對查驗, 以及對后續(xù)的解譯結(jié)果進行精度驗證.記錄的野外驗證點共80 個 (圖1), 其中近海與海岸濕地25 個, 內(nèi)陸濕地20 個, 人工濕地20 個, 非濕地15 個. 對難以獲取準確資料的潮間鹽水沼澤, 采用無人機低空航拍進行資料收集.

2.2 遙感數(shù)據(jù)解譯及分析

本研究采用的遙感影像數(shù)據(jù)是通過美國地質(zhì)調(diào)查局的地球資源觀測與科學中心 (https://www.usgs.gov/centers/eros) 下載的美國陸地資源衛(wèi)星Landsat 系列 (空間分別率為30 m)數(shù)據(jù). 為提高解譯的準確性, 選擇處于植被生長季、少云且低潮期的影像, 具體為2000 年6 月6 日Landsat4-5 TM、2005 年8 月15 日Landsat7 ETM SLC-off、2010 年10 月16 日Landsat7 ETM SLC-off、2015 年8 月3 日Landsat8 OLI_TIRS 和2020 年8 月16 日Landsat8 OLI_TIRS, 共5 景遙感影像. 利用ENVI 5.1 軟件Radiometric Calibration、Atmospheric Correction Module 等模塊對遙感影像進行輻射標定和大氣校正, 完成遙感影像的預處理[9].

依據(jù)《濕地公約》[6]及《土地利用分布現(xiàn)狀》 (GB/T 21010—2017)[11], 并按照紙質(zhì)海圖的理論深度基準面, 將海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的地物類型分為近海與海岸濕地 (包括淤泥質(zhì)海灘和潮間鹽水沼澤)、內(nèi)陸濕地 (草本沼澤)、人工濕地 (包括庫塘和水稻田)、農(nóng)田和建設用地, 共7 類.

在此基礎上, 基于野外調(diào)查時選取的7 類地物類型訓練樣本的特征光譜, 建立解譯標志 (圖3(b)).然后, 基于不同的波段組合, 精準提取地物類型信息 (圖3(a)), 并采用最大似然法進行解譯, 獲得2000—2020 年南匯東灘地物類型的解譯結(jié)果.

圖3 南匯東灘不同地物類型解譯特征 (以2020 年影像為例)Fig. 3 Different surface features for interpretation in Nanhui Dongtan (Year 2020 image used as an example)

為驗證分類結(jié)果的準確性, 采用混淆矩陣對圖像進行精度評定[24], 并選取總體分類精度 (overall accuracy) 和Kappa 系數(shù)這兩個指標來評價南匯東灘地物類型的分類精度. 再結(jié)合野外調(diào)查結(jié)果、無人機航拍結(jié)果和歷史資料, 對監(jiān)督分類結(jié)果進行人工矯正后, 得到南匯東灘的地物類型分類圖. 矯正后的分類結(jié)果經(jīng)混淆矩陣檢驗, 總體精度均為90%以上 (表1) .

表1 南匯東灘地物類型解譯結(jié)果精度Tab. 1 Accuracy of surface feature interpretation for Nanhui Dongtan

對已獲得的南匯東灘的地物類型解譯結(jié)果, 利用ArcGIS 10.3 (Esri 公司) 軟件勾繪出潮間鹽水沼澤前沿的變化, 并統(tǒng)計2000—2020 年南匯東灘不同地物類型的面積, 進一步獲得潮間鹽水沼澤面積的年變化率, 以及互花米草面積占潮間鹽水沼澤面積的比例變化.

2.3 海圖數(shù)字化及分析

利用2000 年、2005 年、2010 年、2015 年和2020 年長江口海圖, 系統(tǒng)分析南匯東灘淤泥質(zhì)海灘(0 m 以上) 的演變情況. 首先通過ArcGIS10.3 軟件對海圖資料進行數(shù)字化, 將不同時期的水深數(shù)據(jù)校正到統(tǒng)一的背景WGS 1984 UTM Zone 51N 坐標系與理論深度基準面. 隨后采用Kriging 插值方法構建南匯東灘區(qū)域不同時期的數(shù)字高程模型 (digital elevation model, DEM), 提取研究區(qū)0 m 等深線[25],再將得到的0 m 等深線與已獲取的南匯東灘地物類型解譯結(jié)果進行疊加分析及校正, 統(tǒng)計出不同時期南匯東灘淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 的分布面積.

3 結(jié)果與分析

3.1 近20 年南匯東灘海岸帶的格局演變

2000 年, 南匯東灘的海岸帶生態(tài)系統(tǒng)以近海與海岸濕地為主 (圖4), 其中淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上)和潮間鹽水沼澤的面積分別為10 969.8 hm2和3 948.2 hm2, 各占近海海岸濕地面積的73.5%和26.5%(表2).

表2 2000—2020 年南匯東灘海岸帶不同地物類型的面積Tab. 2 Area of different land cover in the Nanhui Dongtan coastal zone from 2000 to 2020

圖4 2000—2020 年南匯東灘海岸帶不同地物類型的分布格局Fig. 4 Patern of different land cover for the Nanhui Dongtan coastal zone from 2000 to 2020

在2000—2005 年南匯東灘實施了海岸圈圍工程后, 除原有的近海海岸濕地外, 因受人類利用方式的影響, 在圈圍區(qū)內(nèi)形成了沼澤濕地、庫塘、農(nóng)田和建設用地4 種不同的地物類型, 面積分別為4 066.2 hm2、5 152.6 hm2、1 438.2 hm2和688.4 hm2, 海岸帶格局呈現(xiàn)多樣化、復雜化的特點. 由于高潮灘潮間帶鹽水沼澤被圈圍, 導致潮間鹽水沼澤面積驟減為0 hm2, 整個近海海岸濕地僅存淤泥質(zhì)海灘(0 m 以上) 3 023.3 hm2.

2005—2015 年, 南匯東灘未實施任何海岸工程, 因而伴隨著灘涂的自然淤漲, 近海與海岸濕地的鹽沼植被和光灘均向海推進, 面積出現(xiàn)持續(xù)的增長, 其中淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 面積的增長速率(343.6 hm2/a) 明顯高于潮間鹽水沼澤面積的增長速率 (63.3 hm2/a). 至2015 年, 0 m 以上灘涂的面積為6 159.6 hm2, 潮間鹽水沼澤面積為632.9 hm2, 為2000 年未實施圍墾的55%和 16%. 海堤內(nèi)的內(nèi)陸濕地受人類開發(fā)利用影響, 面積明顯減少, 約有1 739.4 hm2的沼澤濕地、3 209.2 hm2的庫塘轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田等非濕地, 保留的內(nèi)陸濕地面積 (2 326.8 hm2) 僅為2005 年的57%.2015—2020 年, 南匯東灘實施了海岸硬質(zhì)促淤工程, 顯著加速了自然灘涂的淤漲和近海海岸濕地的發(fā)育. 至2020 年, 淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 面積增加到8 643.7 hm2, 是2015 年 (剛完成海岸硬質(zhì)促淤工程) 的1.4 倍; 潮間鹽水沼澤面積也增加到5 211.6 hm2, 超過2000 年 (圈圍前) 的面積, 是2015 年潮間鹽水沼澤面積的8 倍. 受南匯東灘北部1 490 hm2自然灘涂圈圍和海堤內(nèi)土地利用方式的影響,草本沼澤面積2020 年比2015 年增加了1 005.4 hm2, 庫塘面積增加了1 510.5 hm2, 水稻田面積減少了1 233.8 hm2, 農(nóng)田和建設用地則繼續(xù)保持穩(wěn)定增長 (面積分別為1 272.2 hm2和1 989.9 hm2) (表2).

3.2 海岸工程對海岸帶格局的影響分析

3.2.1 海岸圈圍工程對海岸帶格局的影響

2000—2005 年, 海岸圈圍工程導致南匯東灘近海與海岸濕地面積減少了11 894.7 hm2(表2). 尤其是潮間鹽水沼澤, 到2005 年圈圍工程結(jié)束時, 其面積為0. 被圈圍的近海與海岸濕地轉(zhuǎn)變?yōu)椴荼菊訚?、庫塘等其他土地利用類?(圖4). 在海岸圈圍初期 (2005—2010 年), 受河口泥沙淤積作用的影響,淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 以320.5 hm2/a 的速率向海推移, 潮間鹽水沼澤擴散速率也達到110.9 hm2/a.2010—2015 年, 淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 雖呈現(xiàn)持續(xù)淤漲的趨勢, 但淤積速率減少為286.8 hm2/a, 部分岸段甚至出現(xiàn)侵蝕, 鹽沼則保持穩(wěn)定的、緩慢的增長趨勢 (15.7 hm2/a). 此外, 從圖5 還可以看出,圈圍后 (2010—2015 年) , 南匯東灘潮間鹽水沼澤的向海推進速率 (15.7 hm2/a)明顯慢于淤泥質(zhì)海灘的 (286.8 hm2/a) (圖5(b)).

圖5 南匯東灘近海與海岸濕地前沿變化Fig. 5 Changes in of the coastal wetland front in Nanhui Dongtan

3.2.2 海岸促淤工程對海岸帶格局的影響

從圖5 可以看出, 海岸硬質(zhì)促淤工程顯著促進了南匯東灘近海與海岸濕地的發(fā)育和面積的增加,工程后近海與海岸濕地面積達到工程前的2 倍 (表2). 受促淤堤促淤留沙的影響, 淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 以516.9 hm2/a 的淤積速率快速向海推進 (圖5(a)), 是海岸硬質(zhì)促淤工程實施前該地區(qū)的自然淤漲速率的1.8 倍, 也是南側(cè)未實施海岸硬質(zhì)促淤工程的自然灘涂淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 淤積速率(95 hm2/a) 的5.4 倍. 隨著淤泥質(zhì)海灘灘涂的發(fā)育, 潮間鹽水沼澤也表現(xiàn)出快速向海推進的態(tài)勢 (圖5(b)).2015—2020 年間, 鹽沼植被面積增加了4 578.7 hm2, 增長速率為915.7 hm2/a, 是非促淤區(qū)的潮間鹽水沼澤自然擴散速率的13.9 倍. 可見, 海岸硬質(zhì)促淤工程實施后極大地促進了泥沙淤積, 從而促進了淤泥質(zhì)海灘 (0 m 以上) 和潮間鹽水沼澤的快速發(fā)育.

從圖6 可以看出, 生物促淤工程的主要影響區(qū)域是近岸的種青促淤區(qū). 隨著互花米草種植后的定植和擴散, 2000 年時 (種植3 年后), 促淤區(qū)內(nèi)鹽沼植被面積約2 716.7 hm2, 占潮間鹽水沼澤面積的68.8%. 2005—2015 年, 再次實施互花米草生物促淤工程后, 南匯東灘促淤區(qū)內(nèi)鹽沼植被面積在2015 年增長至341.2 hm2, 占潮間鹽水沼澤面積的53.9%, 潮間鹽水沼澤向海分布最寬達到1 100 m, 鹽沼植被面積的年增長速率為15.7 hm2/a, 但顯著低于海岸硬質(zhì)促淤工程的促淤速率.

圖6 2000—2020 年南匯東灘鹽沼分布格局Fig. 6 Distribution pattern of salt marshes in Nanhui Dongtan from 2000 to 2020

3.3 生物入侵對海岸帶格局的影響分析

互花米草在20 世紀90 年代末多次被種植于南匯東灘, 在此之前, 潮間鹽水沼澤隨灘涂高程增加的空間分布格局是“光灘—海三棱藨草種群—蘆葦種群” (圖6). 本地鹽沼植物蘆葦主要分布于高潮灘, 面積為1 125 hm2; 海三棱藨草作為灘涂先鋒植物主要分布于植被帶前沿, 面積為844.6 hm2(圖7).到2000 年, 互花米草占據(jù)了潮間鹽水沼澤面積的50.1% (1 978.5 hm2), 廣泛分布于南匯東灘的中高潮灘 (圖6), 是南匯東灘自然灘涂分布面積最大的鹽沼植被類型, 形成“光灘—海三棱藨草群落—互花米草群落—蘆葦群落”的新格局, 甚至部分區(qū)域本地物種蘆葦已被互花米草完全取代, 形成“光灘—海三棱藨草群落—互花米草群落”的格局 (圖6).

圖7 2000—2020 年南匯東灘鹽沼植被面積變化Fig. 7 Salt marsh area changes in Nanhui Dongtan from 2000 to 2020

2005 年, 海岸圈圍工程剛完成時, 高潮灘的鹽沼植被已被全部圈圍, 互花米草群落面積減少至0.之后, 互花米草再次被引種至南匯東灘并快速擴散, 到2015 年, 其面積增加至311.2 hm2, 占總面積的49.2%, 明顯高于本地物種蘆葦 (77.8 hm2) 和海三棱藨草 (191.4 hm2) 的面積. 其年增長速率 (31.1 hm2/a)也顯著高于本地物種蘆葦 (9.05 hm2/a) 和海三棱藨草 (23.1 hm2/a), 再次成為南匯東灘自然灘涂分布面積最大的鹽沼植被.

2015—2020 年, 受海岸促淤工程影響, 潮間鹽沼植物蘆葦、海三棱藨草和互花米草種群面積均快速增加 (圖6), 但互花米草群落的擴散速率 (525.6 hm2/a) 遠高于蘆葦群落 (29.7 hm2/a) 和海三棱藨草種群 (360.4 hm2/a) 的擴散速率. 至2020 年, 互花米草種群面積已占南匯東灘潮間鹽水沼澤總面積的56.4%, 大大擠壓了本地物種的分布 (圖7).

4 討 論

4.1 海岸圈圍工程對海岸帶格局演變的影響

在人口稠密、經(jīng)濟繁榮的海岸帶地區(qū), 常常通過海岸圈圍工程來緩解日益突出的人地矛盾[16]. 然而大量的研究也表明, 海岸圈圍工程會直接導致近海與海岸濕地的喪失, 從而導致海岸帶棲息地的退化, 并對依賴其生存的多種生物產(chǎn)生嚴重影響[26-27]. 以長江口為例, 1985—2015 年, 海岸圈圍工程實施后圈圍土地面積累計達1 077 km2, 導致長江河口灘涂總面積減少了36%, 鹽沼植被面積減少了38%[28].南匯東灘是長江口實施海岸圈圍的重點區(qū)域, 從本研究的結(jié)果可以看出, 2000—2005 年, 海岸圈圍工程累計圈圍近海與海岸濕地11 894.7 hm2, 對高潮灘的鹽沼植被的影響最為明顯, 導致鹽沼植被面積迅速下降. 已有研究表明, 海岸圈圍工程實施后, 由于近海海岸濕地面積的減少, 水鳥棲息地受到破壞, 鳥類種類與數(shù)量明顯下降, 生物多樣性降低, 海岸帶生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務功能下降[11,29-30]. 與此同時,已圈圍區(qū)由于失去潮汐作用, 水文條件的變化導致土壤理化性質(zhì)發(fā)生改變, 進而導致大型底棲動物棲息環(huán)境出現(xiàn)惡化趨勢, 其數(shù)量比自然灘涂明顯減少[26]. 本研究中, 盡管南匯東灘位于長江口, 在河口泥沙淤積的作用下, 實施海岸圈圍工程后, 近海與海岸濕地可以緩慢恢復, 但恢復速率是有限的. 經(jīng)過十年的自然恢復, 近海與海岸濕地的面積有所增加, 但僅達到海岸圈圍前的45%. 此外, 鹽沼植被的恢復速率 (15.7 hm2/a) 明顯低于灘涂的淤漲速率 (286.8 hm2/a), 這表明鹽沼的修復相對灘涂淤漲存在明顯的滯后效應, 需要更長的時間. 由此可見, 一旦海岸帶濕地被圈圍后, 若想恢復到海岸圈圍前的水平需要花費更大的代價. 作為水鳥重要覓食地, 近海與海岸濕地是內(nèi)陸濕地無法替代的, 為保護海岸帶生態(tài)系統(tǒng)多種重要的生態(tài)服務功能, 我國在2018 年提出禁止具有商業(yè)性質(zhì)的海岸圈圍活動, 這一政策的實施在保護海洋生態(tài)系統(tǒng)、保護生物多樣性和重要生物棲息地等方面具有重要意義[31].

海岸圈圍工程實施后, 隨著人類對圈圍土地的開放和利用, 海岸帶的格局常呈現(xiàn)出類型逐漸多樣且以人工類型為主的發(fā)展趨勢. 以美國路易斯安那州為例, 自1932 年以來, 在城市與環(huán)境的科學發(fā)展中, 通過對沿海濕地實施大面積海岸圈圍并進行綜合性開發(fā), 逐漸形成了自然濕地、農(nóng)業(yè)用地與城市用地多種類型共存的局面[32]. 本研究中, 隨著南匯東灘對已圈圍土地的開發(fā)和利用, 圈圍區(qū)土地利用類型種類增加, 與農(nóng)業(yè)及城市化發(fā)展相關的水稻田、農(nóng)田和建設用地面積也逐漸增加. 此外也有研究表明, 海岸圈圍后的土地, 通過保留部分水面、促進沉水植物發(fā)育和維持適宜的挺水植物密度等, 可以為鳥類提供補充棲息地[33]. 本研究中, 南匯東灘海岸圈圍工程結(jié)束后, 大量被圈圍的近海海岸濕地并未立即進行開發(fā)利用, 而是作為內(nèi)陸濕地 (草本沼澤) 和人工濕地 (水稻田和庫塘) 被保留下來, 進而成為高潮期的水鳥停歇地, 發(fā)揮了水鳥補充棲息地的重要作用. 在美國, 在水鳥遷徙期間通過對水稻田補水, 形成臨時濕地滿足越冬水鳥和遷徙水鳥在遷徙期間對棲息地的需求[34]. 由此可見, 在城市建設與土地利用過程中, 在海岸帶的陸地部分保留一定數(shù)量的內(nèi)陸濕地與人工濕地, 發(fā)揮其在高潮期的補充棲息地作用, 這種生態(tài)補償方式可有效緩解海岸帶生態(tài)服務功能下降等問題.

4.2 海岸促淤工程對海岸帶格局演變的影響

海岸促淤工程是一項有效促進近海與海岸濕地恢復的生態(tài)工程, 通常包括海岸硬質(zhì)促淤工程和生物促淤工程兩種類型[35]. 海岸硬質(zhì)促淤工程通過促淤堤削弱水動力的同時促進沉積物在促淤區(qū)內(nèi)淤積, 從而達到促進濕地發(fā)育、實現(xiàn)近海與海岸濕地快速恢復的目的[19]. 近年來, 國內(nèi)外開展多種海岸硬質(zhì)促淤工程來恢復受損嚴重的濕地資源. 例如, 美國路易斯安那州采取轉(zhuǎn)移航道疏浚土到開闊水域和對密西西比河分流 (沉積物分流) 兩種方式來促進濕地發(fā)育[36], 我國黃河口則通過擴大鹽沼面積來促進泥沙淤積[37]. 本研究中, 硬質(zhì)促淤工程和生物促淤工程在南匯東灘都有所應用. 結(jié)果表明, 海岸硬質(zhì)促淤工程完成后, 加快了淤泥質(zhì)海灘的淤積和向海推進, 短短的5 年間, 近海與海岸濕地面積增加了2 584.1 hm2, 已恢復至2000 年的93%, 是不實施硬質(zhì)促淤工程恢復速率的4.7 倍. 隨著淤泥質(zhì)海灘的發(fā)育, 鹽沼植被也快速擴散, 面積增加4 578.7 hm2, 逐漸形成了“光灘—海三棱藨草群落—互花米草/蘆葦群落”的分布格局. 這些新增的近海濕地不僅可以作為多種水生生物的重要棲息地, 還可以進一步促進沉積物的沉淀, 成為抵抗自然災害的緩沖區(qū)和生態(tài)屏障[38]. 海岸硬質(zhì)促淤工程能夠有效促進濕地發(fā)育, 恢復濕地面積, 這為國內(nèi)外許多其他海岸帶近海與海岸濕地恢復工作提供參考.

生物促淤工程則是通過種植濕地植被來抵御外界強大的水動力, 達到減小波能、緩流促淤、鞏固灘涂的目的[22]. 互花米草作為一種具有強繁殖力、廣適應性的鹽沼植物, 在保灘護岸、緩流促淤方面發(fā)揮巨大優(yōu)勢, 在我國沿海地區(qū)一度作為生態(tài)工程師被廣泛地應用于海岸生物促淤工程[18,39]. 已有研究表明, 互花米草在灘涂成功定居并擴散后將有效促進沉積物在植物根系周圍15 ～ 25 cm 處沉淀, 每年能夠有效淤高20 cm, 顯著高于本地物種蘆葦 (淤高7 cm) 和海三棱藨草 (淤高3 cm)[22,40]. 本研究中,生物促淤工程主要影響區(qū)域是海堤到促淤堤約100 m 范圍, 互花米草種植后, 其在促淤堤內(nèi)快速擴散,競爭排擠原有區(qū)域的本地物種蘆葦和海三棱藨草, 面積達到2 939.6 hm2, 導致促淤區(qū)在5 年內(nèi)形成了以互花米草為主的鹽沼植被群落結(jié)構. 盡管互花米草的生長和擴散發(fā)揮了重要的攔截泥沙、減緩水流、促進淤積的作用, 但作為外來入侵物種, 互花米草除了對本地鹽沼植物產(chǎn)生了競爭擠壓, 還會威脅底棲生物、魚類和鳥類的生境, 導致當?shù)厣锒鄻有越档蚚13-14,20]. 因此, 未來進行生物促淤工程時, 可以盡量選擇本地鹽沼植物進行種植, 以避免引種外來物種引起的負面影響.

4.3 生物入侵對海岸帶格局演變的影響

生物入侵正普遍發(fā)生于世界各地, 越來越多的研究表明, 嚴重的生物入侵如今正改變著當?shù)氐娜郝浣M成和生態(tài)系統(tǒng)格局[41]. 互花米草原產(chǎn)于北美大西洋沿岸, 是入侵我國海岸帶最嚴重的外來物種之一[42]. 雖然互花米草有一定的促淤護灘的效果, 但促淤范圍有限, 比起對促淤的影響, 其對生態(tài)系統(tǒng)格局的影響更為明顯, 也是本研究關注的重點. 已有研究表明, 互花米草以其突出的耐鹽性和耐淹性, 一旦定居成功, 便開始快速擴張, 形成大面積植物群落, 導致沿海灘涂退化[43]. 國內(nèi)外沿海灘涂廣泛分布著互花米草, 如美國加利福尼亞州的舊金山河口[44]、我國的黃河河口[39]和長江河口[18]等地. 本研究中,南匯東灘自互花米草引入后, 近海與海岸濕地空間格局由“光灘—海三棱藨草群落—蘆葦群落”轉(zhuǎn)變?yōu)椤肮鉃Ｈ馑懖萑郝洹セ撞萑郝洹J葦群落”, 甚至部分地區(qū)轉(zhuǎn)變?yōu)椤肮鉃Ｈ馑懖萑郝洹セ撞萑郝洹? 互花米草在近岸高潮灘集中成片分布, 蘆葦僅零星分布或是近岸高潮灘部分地區(qū)小面積分布. 在短短5 年間, 互花米草已成為南匯東灘所占面積最大的第一大優(yōu)勢植物 (占鹽沼植被總面積的56.4%), 明顯擠壓了本地鹽沼植物的生存空間, 導致本地鹽沼面積增長速率減緩.

互花米草入侵灘涂濕地后, 不僅鹽沼植被群落結(jié)構發(fā)生改變, 而且導致鳥類的主要覓食地的大量喪失, 位于灘涂的底棲生物和鳥類的種群數(shù)量和種類也出現(xiàn)明顯減少[45-46]. 與此同時, 正常的人類生產(chǎn)活動也因互花米草的大面積擴散受到影響. 例如: 干擾沿海海水養(yǎng)殖, 因擴張后灘涂高程抬高導致河道淤積[16]. 為了有效控制互花米草的生態(tài)危害, 提高灘涂濕地質(zhì)量, 國內(nèi)外先后開展了互花米草治理技術研究, 并且已取得了一定的進展. 例如: 美國的Invasive Spartina Project (ISP) 項目, 治理后互花米草面積減少了96%[44]; 上海崇明東灘通過建立自然保護區(qū)開展互花米草治理工程, 實現(xiàn)了對保護區(qū)內(nèi)互花米草的有效防治[18,47].

目前南匯東灘并未實施大規(guī)?；セ撞葜卫? 但由于互花米草入侵, 已導致水鳥等生物棲息地質(zhì)量下降[20]. 未來在保灘護岸需求滿足的情況下, 南匯東灘也可借鑒國內(nèi)外成功案例, 因地制宜對互花米草實施治理, 以提高當?shù)刈匀粸┩繚竦氐馁|(zhì)量, 優(yōu)化海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構, 提升海岸帶抵抗自然災害、提高生物多樣性等生態(tài)服務功能.

5 結(jié) 論

海岸工程及生物入侵對南匯東灘海岸帶的格局演變產(chǎn)生了顯著影響, 主要表現(xiàn)為海岸圈圍工程導致近海與海岸濕地尤其是鹽沼植被明顯減少, 海岸促淤工程則促進了近海與海岸濕地的發(fā)育, 生物入侵對海岸帶格局演變的影響主要是導致本地物種面積減少. 這些海岸帶格局的變化, 將進一步影響海岸帶保灘護岸、提供棲息地、生物多樣性維持等生態(tài)服務功能, 給海岸帶的可持續(xù)發(fā)展帶來嚴峻挑戰(zhàn). 應通過采取積極的生態(tài)修復手段對受損的海岸帶生態(tài)系統(tǒng)進行修復和保護, 通過生態(tài)補償措施彌補因人類活動造成的海岸帶棲息地面積減少等生態(tài)損失, 本文提出了基于自然的海岸帶保護修復方案, 以提升海岸帶生態(tài)服務功能, 實現(xiàn)海岸帶的高質(zhì)量可持續(xù)發(fā)展.