衛(wèi)詩韻，付東洋,2,3，劉大召,3，徐華兵,3，李高聰,3，程陽艷

（1.廣東海洋大學 電子與信息工程學院，廣東 湛江 524088；2.廣東海洋大學 深圳研究院，廣東 深圳 518108；3.廣東省海洋遙感與信息工程技術研究中心，廣東 湛江 524088）

海岸帶作為海洋向陸地延伸的過渡地帶，包括海岸、潮間帶以及水下岸坡，是典型的生態(tài)交錯帶和脆弱區(qū)，更是人類開發(fā)利用強度最高的區(qū)域之一（侯西勇 等，2011；蘇奮振，2015；李清泉 等，2016）。近幾十年來，由于人口、沿海產業(yè)、科技產業(yè)和海洋經濟的快速發(fā)展，海岸帶正承受著由高強度人類開發(fā)活動所帶來的生態(tài)環(huán)境壓力。海岸線是指多年平均大潮高潮所形成的海水與陸地的分界線（楊玉娣 等，2001；Boak et al., 2005；國家海洋局908 專項辦公室，2005a）。海岸線被視為海岸帶生態(tài)安全的重要指標，反映海岸帶自然環(huán)境的變化和人類活動的干預程度（Fan et al., 2020），研究沿海地區(qū)岸線時空格局變化及其驅動因素，對城市規(guī)劃、建設和可持續(xù)發(fā)展具有重要的現(xiàn)實意義。

海岸線的急劇變化對海岸環(huán)境產生日益顯著的影響，探究岸線變化的基本特征和規(guī)律已成為海岸線研究的重要任務。目前針對海岸線變遷的研究，大多是基于遙感影像分析海岸線時空變化特征，進而探究高強度社會經濟建設（Li et al., 2010；閆秋雙，2014；張怡，2014；Xu et al., 2016；陳金月，2017；丁小松，2019；Ai et al., 2019；Fan et al.,2020;Zhang et al., 2020）、人口增長（Liu et al.,2017; Sui et al., 2020）、地質（Valeyev et al., 2019）、氣候變化（Bamunawala et al., 2018）和其他因素（Thoai et al., 2019）的驅動影響。研究區(qū)主要分布于環(huán)渤海（Xu et al., 2016；丁小松，2019）、蘇滬大陸沿岸（閆秋雙，2014）、珠江口海岸（Li et al.,2010；張怡，2014；陳金月，2017；Ai et al., 2019）等社會經濟建設開發(fā)強度大的沿岸。其中，深圳作為珠三角發(fā)展迅速且集約化的核心城市，近年來也開展了諸多關于海岸變化的研究。如李猷等（2009）基于1978—2005 年的深圳遙感影像系統(tǒng)分析典型岸段的長度變化原因，指出人為造陸與地貌環(huán)境是影響海岸線變化的驅動因素；Li 等（2010）基于1979—2003年的珠江口遙感影像進行岸線變化分析，發(fā)現(xiàn)深圳蛇口半島岸線變化最為明顯，且廣泛的港口建設發(fā)展是岸線變化的主要原因；Wu 等（2017）基于面向對象的分類方法提取深圳1988—2015年的海岸線，發(fā)現(xiàn)深圳東西部海岸線穩(wěn)定性和變化特征完全不同，其差異主要體現(xiàn)在海岸線的形態(tài)變化和變化規(guī)律上；高梅等（2012）結合遙感影像與城市規(guī)劃數(shù)據(jù)對1986—2020年的深圳海岸線進行分析和預測，發(fā)現(xiàn)沿岸的人為改造活動呈現(xiàn)明顯的西強東弱的空間分異格局，土地資源供需矛盾、大型工程建設、水產養(yǎng)殖區(qū)拓展和海岸帶的自然條件差異是造成海岸線時空動態(tài)變化的主要原因。

綜上，遙感技術的發(fā)展使得衛(wèi)星影像融合多種要素研究海岸線的多維變化成為必然趨勢（Chen et al., 2005）。目前有關深圳海岸線變化的研究主要基于岸線長度、岸線類型等變化特征分析岸線變化過程及其驅動因素，而對岸線細化分段，分析岸線在不同岸線段間的具體變化特征與速率的研究較少。因此，本文基于改革開放40年的特殊時代背景，在提取深圳1979—2019 年16景岸線數(shù)據(jù)的基礎上，將岸線細化分為4 段，結合RS 與GIS 技術，充分運用DSAS（數(shù)字海岸線分析系統(tǒng)）中多個計算模型對岸線變化進行定量分析，揭示改革開放40年來，特區(qū)政策紅利下深圳海岸線時空演變過程及其驅動機制。以期為深圳海岸環(huán)境可持續(xù)發(fā)展提供決策依據(jù)。

1 數(shù)據(jù)與方法

1.1 研究范圍與數(shù)據(jù)來源

深圳位于北回歸線以南，其陸域范圍為22°27′—22°52′N、113°46′—114°37′E，地處廣東省南部，珠江口東岸，東臨大亞灣和大鵬灣；西瀕珠江口和伶仃洋；北接東莞、惠州兩市；南與香港隔河相望（圖1）。由于毗鄰香港，深圳已成為華南重要的高新技術研發(fā)和制造基地。2020 年，深圳計劃將海洋置于戰(zhàn)略發(fā)展位置，規(guī)劃依托自身資源稟賦和區(qū)位政策優(yōu)勢發(fā)展全球海洋中心城市。

圖1 研究區(qū)域Fig.1 The study area

所用遙感圖像來自美國地質調查局（USGS），綜合考慮日期、云量等因素進行采集。為保證研究時相的一致性，Landsat MSS（多光譜掃描儀）/TM（專題制圖儀）/OLI（陸地成像儀）遙感圖像來源于1979、1988、1994、1998、2004、2008、2013和2019年的秋冬季，遙感影像數(shù)據(jù)具體參數(shù)如表1所示。各研究年份的遙感影像數(shù)據(jù)在下載完成后進行必要的預處理，包括影像鑲嵌、融合、輻射定標、大氣校正以及幾何精校正。

表1 研究區(qū)遙感影像數(shù)據(jù)參數(shù)信息Table 1 Parameters of the remote sensing image data for the study area

1.2 岸線解譯與提取方法

在建立深圳岸線解譯標志及確定原則（表2）的基礎上，以ArcGIS 10.4 為平臺，參照《我國近海海洋綜合調查與評價專項海岸帶調查技術規(guī)程》（國家海洋局908專項辦公室，2005b）和已有研究成果（孫偉富 等，2011；張怡，2014；陳金月，2017），將深圳岸線分為自然岸線和人工岸線兩大類，其中自然岸線進一步劃分為基巖岸線、砂質岸線、粉砂淤泥質岸線、生物岸線和自然過渡河口岸線；人工岸線進一步劃分為圍墾養(yǎng)殖岸線、工程建設岸線和人工分界河口岸線。

表2 深圳海岸線解譯標志及確定原則Table 2 Interpretation mark and determination principle of Shenzhen coastline

與歸一化差異水體指數(shù)NDWI相比，改進的歸一化差異水體指數(shù)MNDWI在快速和準確提取水體信息的同時，能夠實現(xiàn)降低建筑物等影像因素對岸線提取誤差的影響。因此利用MNDWI初步得到水邊線，并通過人機交互解譯方法提取16期影像岸線類型和空間位置信息。具體操作為：對預處理后的影像進行MNDWI 波段計算，公式為（徐涵秋，2005）：

式中：Green和MIR分別為綠光波段和中紅外波段，其分別對應傳感器MSS的1、3波段，TM中的2、5波段，OLI中的3、6波段。采用閾值分割法對影像進行海陸分割，將MNDWI大于閾值的分割斑塊設置為水體區(qū)域，其他斑塊為非水體。閾值設定的準則是在當前影像中能夠區(qū)分水體區(qū)域和陸地，采用經驗閾值法，經過矢量化、碎斑剔除、平滑等處理后初步得到水邊線，并依據(jù)海岸線解譯標志及確定原則（見表2）進行海岸線的提取。

為使得海岸線的提取相對更為準確，在提取多時相海岸線時，位置界定在平均大潮高潮處及其臨近位置，參照已有針對潮汐數(shù)據(jù)校正海岸線的方法（申家雙 等，2009；賈明明 等，2013；畢京鵬，2019）進行不同岸線類型的規(guī)則提取：

計算岸灘坡度公式為：

計算海岸水邊線C1到海岸線的距離的公式為：

根據(jù)上述岸線潮汐校正原理可知（圖2），將所提取的海岸水邊線向陸地方向移動距離L即可得到相對更為真實的海岸線位置。在結合Google Earth影像進行岸線提取的前提下，人工岸線、基巖岸線、河口岸線在潮汐波動下影響并不大，可在一定程度上忽略不計。此外，生物岸線、粉砂淤泥質岸線以及砂質岸線按照最靠近內陸的邊緣進行提取，可在一定程度上減弱潮汐波動的影響。

圖2 潮汐校正原理Fig.2 Principle of tidal correction.

1.3 岸線不確定性分析方法

衛(wèi)星影像提取岸線的誤差源主要有配準誤差、像元誤差、季節(jié)誤差以及潮汐波動誤差等。由于本文使用MNDWI邊緣檢測與目視解譯結合的方法提取海岸線，一方面衛(wèi)星影像時間集中在秋冬季，且提取的相對穩(wěn)定的海岸線占比較高，削弱了季節(jié)性誤差以及像元誤差；另一方面根據(jù)岸線修正削弱了潮汐波動誤差，集中考慮配準誤差σr的不確定性影響。

為減小影像在同一地區(qū)不同來源因各自校正誤差所帶來的影響，結合2019年實地勘測的5個大致分布均勻的地面控制點（GCP）與Landsat OLI遙感影像坐標對應關系進行幾何精校正。利用系統(tǒng)幾何校正后的2019年Landsat 8 OLI影像依次配準2013、2008、2004、1998、1994、1988 和1979 年的Land‐sat MSS/TM/OLI 影像，因此配準誤差是2013、2008、2004、1998、1994、1988 和1979 年的遙感影像與2019年對應影像配準時所產生的均方根誤差（RMSE），分 別 為3.002、2.621、7.628、7.926、8.030、12.891 和29.630 m，配準誤差的范圍為0～29.630 m，各自配準誤差均控制在0.5個像元內，滿足研究需要。

1.4 海岸線提取精度驗證

海岸線數(shù)據(jù)的精度檢查主要包括位置精度、類型精度和拓撲關系檢查3部分。其中，海岸線的位置檢查是結合海岸線屬性表中記錄所用到的Landsat影像信息，疊加對應年份的海岸線數(shù)據(jù)，人工修正岸線位置判斷錯誤的地方；海岸線類型則結合Google Earth 的時間工具功能，縮放到對應成像年份時間段的衛(wèi)星影像，驗證海岸類型；海岸線的拓撲關系檢查是對海岸線線段之間空間形態(tài)特征的檢查（畢京鵬，2019），本文建立的拓撲規(guī)則主要包括懸掛點、自重疊、重疊3種錯誤類型。其中，懸掛點錯誤指海岸線中間是連續(xù)的，不應該存在懸掛節(jié)點；自重疊錯誤指海岸線不可與自身重疊；重疊錯誤指海岸線類型不可與其他岸線類型重疊。

本文自西向東隨機選取深圳的東、西兩岸各1個驗證區(qū)進行岸線精度提取的代表性檢驗，鑒于提取標準統(tǒng)一，且整個區(qū)域數(shù)據(jù)一致性較好，因此在一定程度上認為抽樣檢驗的準確性代替總體準確性評估是可行的。針對2 個驗證區(qū)，隨機選取1994、2019 年時段的200 個驗證點，共800 個驗證點進行精度評價，計算各隨機點到所提取海岸線的最短距離，若隨機點位于海岸上，則距離為正值，否則為負。經統(tǒng)計，1994 年自西向東選取的一個像素距離內的隨機點比例分別為90.87%和90.60%，2019 年在一個像素距離內的隨機點比例分別為96.89%和97.14%，海岸線提取精度符合變化監(jiān)測研究需求。

1.5 海岸線變遷研究方法

1.5.1 基線法 目前對岸線空間變遷研究方法有動態(tài)分割、基線和面積法等（Li et al., 2010; Thoai et al., 2019）。利用ArcGIS 10.4 中的DSAS 5.0 模塊計算岸線移動變化速率等相關指標，并采用基線法以反映岸線空間分布差異性，主要步驟為：1）以1979年的海岸線為基準向陸域緩沖500 m獲得岸線基線，總基線長度為184.22 km；2）沿岸線基線向海域作垂線段（剖面線）從而獲得斷面，相鄰剖面線間隔設置為200 m，并按照岸線空間分布自東向西依次進行編號；3）利用不同的統(tǒng)計模型（端點變化速率EPR、線性回歸速率LRR）計算海岸線變化速率。

端點變化速率（EPR）是指2 個時期岸線間的變化速率，其計算方法是將海岸線移動距離除以最舊和最近海岸線之間經過的時間，該公式表示為（Dolan et al., 1991; Aedla et al., 2015）：

式中：E（i,j）代表從基線延伸的某條切線H在相鄰年份間岸線終點變化速率；Di為第i期海岸線沿切線H 到基線的距離；Dj為第j期海岸線沿切線H到基線的距離；ΔY（j,i）為第j期與第i期海岸線年份數(shù)間隔值。

線性回歸速率（LRR）是指基于剖面，對多時相岸線與剖面的交點序列數(shù)據(jù)進行最小二乘法線性回歸擬合，擬合線的斜率即為所求線性回歸速率，也可理解為海岸線的變化速率；該指數(shù)特點是多時相交點序列數(shù)據(jù)全部參與計算，適用于線性均變趨勢性較強的海岸，其計算公式表示為（Dolan et al.,1991; Kermani et al., 2016）：

式中：a與b為各岸段剖面上擬合回歸線的斜率與截距；xi為i時相的X 軸坐標位置；yi為垂直于岸線走向的某一剖面上i時相點與基線點間的距離；n為時相個數(shù)。

1.5.2 岸線類型多樣性指數(shù) 參照土地利用類型多樣性指數(shù)模型的概念和計算方法（孫永光 等，2010），構建岸線類型多樣性指數(shù)（ICTD）以描述40年來深圳地區(qū)海岸線開發(fā)利用類型的多樣性。具體公式為（毋亭，2016）：

式中：n為研究區(qū)中海岸線類型的數(shù)量；Li為第i種類型的岸線長度。ICTD 值為0～1。ICTD 值越小，表示岸線多樣性越低，岸線利用結構越單一；ICTD值越大，表示岸線多樣性越高，岸線利用結構越復雜。

1.5.3 岸線利用程度綜合指數(shù) 參照土地利用綜合指數(shù)的概念和計算方法（莊大方 等，1997），基于深圳地區(qū)的不同岸線類型特點和受人為因素影響的程度，賦予不同類岸線以人力作用強度指數(shù)（表3）。

表3 深圳區(qū)域不同岸線類型的人力作用強度指數(shù)Table 3 Intensity index of human action of different shoreline types in Shenzhen

結合人力作用強度指數(shù)進行計算，即可得出岸線利用程度綜合指數(shù)ICUD，計算公式為（毋亭，2016）：

式中：n為研究區(qū)中海岸線類型的數(shù)量；Ai為第i類岸線的人力作用強度指數(shù)；Ci為該類岸線所對應的長度百分比。ICUD 值越大，表明海岸線受人類活動因素干擾越大，恢復成自然岸線的難度也較大；ICUD 值越小，則受人類社會因素干擾越小，海岸帶生態(tài)系統(tǒng)自然恢復力越高。

2 海岸線空間結構變遷分析

從深圳近 40 年岸線空間變遷情況（圖3、4）可知，其西岸的岸線類型轉變幅度比東岸大，主要表現(xiàn)為淤泥質岸線向圍墾養(yǎng)殖和工程建設岸線轉變。從時間上看（表4），近40年來海岸線長度呈持續(xù)增長趨勢，各年際段分別增加12.17、11.61、1.46、2.35、6.82、5.86 和1.25 km。其中，1979—1988年為岸線增幅最大的年際段。總體而言，深圳海岸線長度在過去40年共增加41.52 km，平均增長率為1.04 km/a。其中，人工岸線共增長149.15 km，自然海岸共減少107.63 km。

表4 近40年來深圳不同海岸類型的岸線長度Table 4 Coastline length of different coastal types in Shenzhen in recent 40 years km

圖3 1979—2019年深圳市海岸線空間變化Fig.3 Spatial change of Shenzhen coastline from 1979 to 2019

圖4 深圳市不同類型海岸線的空間分布Fig.4 Spatial distribution of different coastline types in Shenzhen

結合圖5和表4可知，深圳過去40年間自然岸線長度顯著下降，總降幅為52.12%。1979—1988年，自然岸線下降比例最大，降幅為28.80%；而人工岸線占比持續(xù)增大，ICUD 呈持續(xù)上升趨勢。從圖6 可知，近40 年ICTD 呈現(xiàn)先增長后緩慢下降最后逐步趨于平穩(wěn)的走勢。其中，1979—1988年為改革開放初期近10年，該時期工程建設岸線所占比例上升12.54%，而起初占據(jù)西岸大比例的粉砂淤泥質岸線已大部分轉為圍墾養(yǎng)殖岸線；ICTD 在這10 年間從0.67增長到0.76，漲幅較為明顯。1988—1994年，城市經濟開發(fā)建設活力不斷提高，ICTD 雖不變但人工岸線占比增長迅速，同期工程建設岸線占比增加8.4%，圍墾養(yǎng)殖岸線占比基本維持不變。1994—1998 年，ICTD 減小0.04，但工程建設岸線占比上升至37.98%，漲幅約11.75%，僅次于改革開放初期的開發(fā)強度。1998—2004年，深圳的發(fā)展方向開始發(fā)生轉變，工程建設岸線占比持續(xù)增加。2004—2019年，人工岸線占比超過50%以上，圍墾養(yǎng)殖岸線占比下降明顯，ICTD 從0.72 逐年下降至0.62，呈現(xiàn)自然岸線向人工岸線過渡發(fā)展趨勢。

圖5 海岸線利用方式及其利用程度綜合指數(shù)Fig.5 A comprehensive index of coastline utilization mode and utilization degree

圖6 不同海岸類型結構及多樣性指數(shù)Fig.6 The structure and diversity index of different coastal types

3 海岸線變遷速率分析

將深圳海岸線分為4段，并分別對各岸段進行分析。參照劉鵬等（2015）對岸線前進、后退、平衡的速率劃分，并綜合考慮遙感影像的分辨率以及配準精度誤差，選取±3、±60、±90 m/a為臨界速率劃分各岸段的速率區(qū)間。其中，（-∞, -90］、（-90,-60］、（-60, -30］、（-30, 30）、［30, 60）、［60, 90）、［90, +∞）分別對應背陸向海方向上的重度侵蝕、中度侵蝕、輕度侵蝕、平衡發(fā)展、輕度擴張、中度擴張、重度擴張7種變化趨勢。

3.1 東寶河河口—大鏟灣岸段

由圖7 可知，東寶河河口—大鏟灣岸段中41.44%的岸線變化速率在±30 m/a 以內，即處于平衡發(fā)展的狀態(tài)；44.75%的岸段以平均41.68 m/a 的速率向海輕度擴張，8.84%的岸段以平均70.60 m/a的速率向海中度擴張，4.97%的岸段擴張速率＞90 m/a，處于重度擴張的狀態(tài)。其中，最高年均向海擴張速率達到99.19 m/a（LRR），位于大鏟灣前海自貿區(qū)近岸。1979—1988 年由于圍墾養(yǎng)殖業(yè)的興起，導致該岸段向海擴張速率最高達到105.68 m/a（EPR）；1988—1994年前海灣開始擴張建設，該時期的最高向海擴張速率增至356.61 m/a（EPR）；1994—1998年西岸部分粉砂淤泥質岸線出現(xiàn)向陸后退侵蝕的現(xiàn)象，最高侵蝕速率為-119.76 m/a（EPR）；1998—2008年岸線擴張速率呈現(xiàn)正比例遞增的趨勢，地區(qū)發(fā)展方向發(fā)生改變，圍墾養(yǎng)殖岸線占比下降，但灘涂區(qū)面積仍向海擴張，其中，蛇口半島以西的岸段變遷速率于2004—2008 年達到最大，為422.19 m/a（EPR）；2008—2019年，大部分岸線處于穩(wěn)定發(fā)展的狀態(tài)，岸線擴張速率相對減緩。

圖7 東寶河河口—大鏟灣岸線變遷速率（a.線性回歸速率LRR空間分布；b.LRR分布統(tǒng)計；c.EPR分布統(tǒng)計）Fig.7 The coastline change rate of Dongbao River estuary-Dachan Bay [a.spatial distribution of Linear Regression Rates (LRR);b.Linear Regression Rates (LRR) distribution statistics; c.End Point Rates (EPR) distribution statistics]

3.2 大鏟灣—深圳河河口岸段

由圖8 可知，大鏟灣—深圳河河口岸段中60.56%的岸線變率處于±30 m/a 之間，即處于平衡發(fā)展狀態(tài)；19.72%的岸線以平均42.40 m/a 的速率向海輕度擴張；19.7%的岸段以平均72.99 m/a的速率向海中度擴張，最高年均向海擴張速率達到81.45 m/a（LRR），位于蛇口半島建設開發(fā)區(qū)沿岸。1979—1998年蛇口半島大肆新建，岸線最大增長速率為363.08 m/a（EPR）；而該時期背海向陸的侵蝕速率也在不斷加大，主要是紅樹林區(qū)生物岸線不斷蔓延，最大侵蝕速率達到?87.41 m/a（EPR），其中1994—1998年的年平均岸線擴張趨勢最快，最大擴張速率達到76.31 m/a（EPR）；從1998 年開始，蛇口半島以東集中商業(yè)用地擴建，期間向海擴張的變化速率逐年降低至51.18 m/a（EPR），生物岸段中向陸后退的趨勢也在慢慢減小至?1.23 m/a（EPR），總體上岸線年均變化率逐步趨于穩(wěn)定狀態(tài)。

圖8 大鏟灣—深圳河河口岸線變遷速率（a.線性回歸速率LRR空間分布；b.LRR分布統(tǒng)計；c.EPR分布統(tǒng)計）Fig.8 The coastline change rate of Dachan Bay-Shenzhen River port line [a.Spatial distribution of Linear Regression Rates (LRR);b.Linear Regression Rates (LRR) distribution statistics; c.End Point Rates (EPR) distribution statistics]

3.3 沙頭角—大鵬灣東岸岸段

由圖9可知，沙頭角—大鵬灣東岸岸段范圍內除開發(fā)建設區(qū)外其余屬于舊改區(qū)和生態(tài)保護區(qū)，開發(fā)可能性小，因此無明顯侵蝕現(xiàn)象。其中，96.46%的岸線變遷率處于±30 m/a 之間，處于平衡發(fā)展狀態(tài)；2.76%的岸線在以平均34.66 m/a的速率在向海輕度擴張；0.79%的岸線在以平均72.24 m/a的速率在向海中度擴張；岸線變率最大的區(qū)域集中在沙頭角到鹽田港的建成區(qū)附近，其最大的年均擴張速率為73.37 m/a（LRR）。1979—1988 年該岸段變化趨于穩(wěn)定，岸線平均擴張速率為1.33 m/a（EPR），開發(fā)強度弱；1988—1994年，由于鹽田港區(qū)的規(guī)劃建設導致岸線擴張速率迅速上升，向海擴張變率最高達到154.83 m/a（EPR），并在1994—1998年進一步達到449.65 m/a；1998—2008 年，大鵬灣東岸的生態(tài)管控區(qū)中自然岸線逐步在被侵蝕，砂質岸線受損，最大侵蝕速率為-79.44 m/a（EPR），與此同時岸線向海擴張變化速率增長至239.56 m/a（EPR）。

圖9 沙頭角—大鵬灣東岸岸線變遷速率（a.線性回歸速率LRR空間分布；b.LRR分布統(tǒng)計；c.EPR分布統(tǒng)計）Fig.9 Change rate of the eastern shoreline of Sha Tau Kok - Dapeng Bay [a.Spatial distribution of Linear Regression Rates (LRR);b.Linear Regression Rates (LRR) distribution statistics; c.End Point Rates (EPR) distribution statistics]

3.4 大鵬灣東岸—大亞灣西岸岸段

由圖10可知，大鵬灣東岸—大亞灣西岸大部分岸線還未開發(fā)，99.71%的岸線變化率在±30 m/a 之間，處于平衡發(fā)展狀態(tài)；剩下0.29%的岸段向海擴張率高于30 m/a，屬輕度擴張，位于龍岐灣近岸。1979—1994年該岸段變化趨于穩(wěn)定，人工利用強度弱；1994—1998年岸線人工利用率大幅度提高，大亞灣西岸開始擴建規(guī)劃，海岸向海擴張速率最高達到235.37 m/a（EPR），平均變化速率為14.03 m/a；1998—2004年向海擴張趨勢減緩，生態(tài)岸線的向陸侵蝕也在減輕，平均變化速率降低至1.56 m/a；2004—2008 年生態(tài)保護區(qū)域的岸線侵蝕較為嚴重，最大向陸侵蝕速率達到-91.47 m/a；2008—2019 年生態(tài)海岸逐漸趨于穩(wěn)定狀態(tài)，但地勢平緩、有沙灘的岸線占比逐漸減少。

圖10 大鵬灣東岸—大亞灣西岸岸線變遷速率（a.線性回歸速率LRR空間分布；b.LRR分布統(tǒng)計；c.EPR分布統(tǒng)計）Fig.10 The coastline change rate of the eastern coast of Dapeng Bay and the western coast of Daya Bay [a.spatial distribution of Linear Regression Rates (LRR); b.Linear Regression Rates (LRR) distribution statistics; c.End Point Rates (EPR) distribution statistics]

4 討論

4.1 海岸線變遷結果對比分析

近40 年來深圳海岸線總長度呈現(xiàn)持續(xù)增加趨勢，特區(qū)開放后10 年（1979—1988 年）海岸線總長度增幅最大。同期ICUD 均有不同程度的增加，人工海岸線的擴張經歷了起始、加速和適度控制階段，自然海岸線則處于逐年持續(xù)侵蝕的狀態(tài)，但自然侵蝕率遠低于人為擴張率。ICTD 呈現(xiàn)先上升后緩慢下降最后趨于穩(wěn)定的走勢，主要的變化趨勢是早期的粉砂淤泥質和砂質岸線轉變?yōu)閲鷫B(yǎng)殖和工程建設岸線，這主要與國家公共建設項目的實施有關。其中，東寶河河口—大鏟灣岸段擴張形式以圍墾養(yǎng)殖、大鏟灣碼頭建設以及前海自貿區(qū)建設為主，這表明在過去的發(fā)展進程中深圳的土地資源稀缺尤為嚴重，因此填海造陸的大規(guī)模城市建設活動不可避免，如機場、西鄉(xiāng)體育中心以及自貿區(qū)的擴張或建設。大鏟灣—深圳河河口岸段除了紅樹林海濱生態(tài)公園、福田紅樹林生態(tài)公園等以紅樹林生態(tài)保護區(qū)為主的原生態(tài)岸線外，其余岸線為填海造陸形成的人工岸線，基本開發(fā)完畢，可用建設的住宅用地幾乎為零，現(xiàn)如今，該岸段沿線區(qū)域陸續(xù)規(guī)劃建設了沙河高爾夫球場、深圳灣超級總部基地、歡樂海岸、深圳灣公園等主要工程項目。沙頭角—大鵬灣東岸岸段的人工岸線主要集中在鹽田港附近，而此部分岸線形態(tài)已被破壞，剩余部分被納入“十三五”舊改規(guī)劃的社區(qū)，如大小梅沙、溪涌、官湖、南澳等。大鵬灣東岸—大亞灣西岸岸段開發(fā)區(qū)域集中于龍岐灣近岸及壩光區(qū)，其余岸線大多屬于生態(tài)保護區(qū)，處于嚴格管控狀態(tài)。

對比深圳的東西部岸線類型空間變遷可知，西部大部分岸線早期為灘涂區(qū)，后經填海造陸形成人工海岸，其自然形態(tài)因此被破壞，其中以蛇口半島的工程建設最為典型。生物岸線主要集中于深圳灣附近的紅樹林生態(tài)保護區(qū)岸段。東部岸線以自然岸線為主，工程建設岸線占比較低，主要集中在鹽田港段以及大亞灣核電站段。剩余岸線除1/3 位于“十三五”舊改區(qū)的地勢平緩、有沙灘的砂質岸線和粉砂淤泥質岸線外，其余均為生態(tài)管控嚴格的基巖岸線區(qū)域，這與李猷等（2009）基于地貌條件差異對深圳東西兩岸岸線動態(tài)變化成因分析結果一致。結合改革開放40 年時間歷程看，1979—1988年，西岸水產養(yǎng)殖規(guī)模在政策支持下迅速發(fā)展；1994—2008年，西岸轉變發(fā)展方向，興起填海擴張發(fā)展趨勢，并陸續(xù)向海上擴展建設沿岸公共設施。自2008年以來，海岸保護逐漸受到重視，相關部門開始加大對圍海造陸活動的限制力度。

4.2 岸線驅動因素分析

4.2.1 人類活動因素 人類活動通過形成新的岸線結構進而改變原有自然或人工海岸線的類型和空間位置。由岸線的變化速率可知，由人為因素造成的岸線擴張速率遠大于自然海岸的侵蝕速率。全市岸線變遷速率較大的海岸線地區(qū)為：寶安機場岸段、前海合作區(qū)、后海深圳灣、鹽田區(qū)沿岸以及龍岐灣近岸，這與高梅等（2012）得出的深圳海岸線動態(tài)變化熱點區(qū)域一致。這些岸線變遷劇烈的地區(qū)均為特區(qū)開放初期人工填海造陸的主要公用事業(yè)計劃開發(fā)區(qū)，表明人為因素是岸線變遷速率發(fā)生巨變、岸線總長度不斷增長的主要根源。結合表5、6可知，東寶河河口到大鏟灣的擴張主要以寶安國際機場和前海合作區(qū)的形式出現(xiàn)，近年來不斷增加的擴張需求給海洋生態(tài)造成巨大的負擔。大鏟灣到深圳河河口擴張主要是填海形成的人工海岸線，而蛇口半島的擴建是其擴張的主要原因。此外，西岸的岸線擴張主要包括鹽田港的進一步發(fā)展，其余生態(tài)岸線、“十三五”規(guī)劃下舊改地區(qū)的岸線擴張主要是圍繞產業(yè)與環(huán)境高度一致的發(fā)展框架下建設生態(tài)綠島（古希婷，2016；林逸濤，2018），比如，規(guī)劃大鵬新區(qū)轄區(qū)內的龍岐灣段定位為歷史人文展示及海上休閑旅游勝地，桔釣沙岸段定位為海洋綜合保障、海上運動及科普教育基地，東西涌岸段定位為濱海旅游度假區(qū)、高端國際會展及獨特生態(tài)科普教育區(qū)，下沙—沙魚涌岸段定位為多元濱海人文旅游度假區(qū)，溪涌—大小梅沙岸段定位為濱海旅游和海上運動區(qū)。

表5 人為擴張熱點地區(qū)主要擴張過程Table 5 The expansion process of key artificial sites

表6 人為擴張熱點地區(qū)主要發(fā)展歷程Table 6 The main development history of hot spots of artificial expansion

大規(guī)模的海岸帶人工改造為深圳的快速發(fā)展提供了對外交通、休閑娛樂等的空間支持，但同時也導致深圳的人地矛盾日益突出，其生態(tài)負面效應難以治理。部分填海造地工程對海洋生態(tài)環(huán)境造成不可彌補的損害。西岸大量灘涂的占用導致海水水質下降，無法滿足海水環(huán)境的功能要求（Huang et al.,2018）。因此，為避免各種生態(tài)負面影響的持續(xù)加劇，迫切需要對深圳未來沿海改造和利用進行正確指導。

4.2.2 政策因素 1981年國務院通過國家水產總局《關于當前水產工作若干問題的請示報告》（國務院，1981），提出加速發(fā)展水產養(yǎng)殖的目標，調動國家、集體、個人等幾方面的積極性，盡快把適合養(yǎng)殖的水面和灘涂利用起來，因此，深圳西岸出現(xiàn)灘涂區(qū)淤泥和砂質岸線大幅向圍墾養(yǎng)殖岸線轉換的現(xiàn)象。1988年《國務院關于深圳市在國家計劃中實行單列的批復》（國務院，1988）明確指出進一步搞活深圳特區(qū)經濟并加快實現(xiàn)沿海經濟的發(fā)展戰(zhàn)略，同意深圳市在國家計劃中實行單列并賦予其相當于省一級的經濟管理權限。因此，深圳沿海往后10余年間在產業(yè)的經濟轉型、全球經濟一體化的驅使下開始迅速發(fā)展和重組，大部分自然海岸資源逐漸成為填海工程的犧牲品。由此可知，特區(qū)的政策優(yōu)勢帶來的社會經濟發(fā)展需要是深圳填海的重要驅動力。

近10年來深圳海岸帶區(qū)位優(yōu)勢進入一個嶄新的時期，與其相對應的政策措施也步入一個理性階段。2008年，國家海洋局發(fā)布《關于改進圍填海造地工程平面設計的若干意見》（國家海洋局，2008），提出盡快轉變圍填海造地工程設計的理念，保護稀缺岸線和近岸海域資源。2012年深圳在全國率先實現(xiàn)規(guī)劃、國土和海洋管理的三合一，建立陸海統(tǒng)籌的機制體制平臺。2017年5月，在國際社會大力提倡發(fā)展藍色經濟背景下，《全國海洋經濟發(fā)展“十三五”規(guī)劃》（國家發(fā)展改革委和國家海洋局，2017）提出“推進深圳、上海等城市建設全球海洋中心城市”，這是中國首次提出“全球海洋中心城市”概念。2018 年9 月，《深圳市海岸帶綜合保護與利用規(guī)劃（2018—2035）》（深圳市規(guī)劃和自然資源局，2018）正式出爐，對深圳自東至西的15段海岸段進行明確定位，從保護和利用2個方面為海岸帶綜合管理提供制度上的輔助支撐。2019年8月，《中共中央國務院關于支持深圳建設中國特色社會主義先行示范區(qū)的意見》（國務院，2019）明確提出，支持深圳加快建設全球海洋中心城市，按程序組建海洋大學和國家深?？瓶贾行?，探索設立國際海洋開發(fā)銀行，為深圳建設全球海洋中心城市指明方向。2019 年12 月，深圳人大通過了《深圳經濟特區(qū)海域使用管理條例》（深圳市人民政府，2019），提出除國家批準建設的重大項目以外全面禁止圍填海，從源頭上保障海域資源的可持續(xù)利用，并于2020-05-01 正式實施。2020 年9 月，《關于勇當海洋強國尖兵加快建設全球海洋中心城市的實施方案（2020―2025年）》正式印發(fā)，提出組建海洋大學、推動設立中國海洋大學深圳研究院。由此可見，深圳正全力加快全球海洋中心城市、海洋現(xiàn)代產業(yè)體系的建設（李孝娟，2019；深圳市政協(xié)人資環(huán)委課題組，2020）。

國家高端智庫CDI 資深研究員李津逵曾言，“深圳在未來的城市發(fā)展中，不再是姓社姓資的問題，而是姓海還是姓陸的問題”。深圳城市規(guī)劃管理者以及頂層制度決策者顯然意識到這個問題，自改革開放40年來，深圳大部分岸線處于不斷向西部推進開發(fā)的趨勢，隨著前海的不斷填海開發(fā)，深圳向西發(fā)展幾乎沒有空間。于是，近年來深圳在對標全球海洋中心城市建設的發(fā)展規(guī)劃中，政策制定重點逐漸偏向東部的協(xié)調開發(fā)，開始將政策制定的終點轉向海岸生態(tài)環(huán)境與產業(yè)角度相協(xié)同的平衡發(fā)展模式。未來，深圳西岸的嚴格控制圍填海、生態(tài)維護的發(fā)展方式將與東岸的生態(tài)環(huán)境、產業(yè)發(fā)展高度協(xié)調下的規(guī)劃發(fā)展策略雙雙并進，雖然“西強東弱、西密東疏”的不均衡城市發(fā)展格局在未來很長一段時期難以徹底改變，但至少在頂層制度決策上可促進形成協(xié)調發(fā)展方向上的重要驅動力。

4.2.3 自然因素 近年來，影響深圳沿海變化的自然因素主要有海平面上升、風暴潮和地貌環(huán)境變化（Zhang et al., 2004；丁小松，2019）。其中，海平面上升可能導致局部沿海地區(qū)海水入侵，通常表現(xiàn)為沿海地區(qū)的潮位上升、淤積減緩、砂質海岸線和淤泥質岸線的明顯海侵和海岸線后退（楊桂山，2001），因此，這也是造成深圳海岸線侵蝕的主要自然因素。深圳屬于典型的南亞熱帶季風氣候，其所在的珠江三角洲是中國受臺風影響較大的地區(qū)之一，一旦臺風入侵，往往都會伴隨暴雨等惡劣的天氣現(xiàn)象，對流域內的港口、海灣和防潮堤等產生直接破壞力，最終造成洪澇災害的加重和堤圍防御能力的降低。

此外，海岸地貌環(huán)境雖然不會對海岸形態(tài)造成快速直接的影響，但會潛移默化地在宏觀上通過坡度和巖性等因子制約人類對于海岸線的開發(fā)活動（卜心國 等，2008）。深圳西部地形平緩，早期大部分海岸為淤泥質岸線，由粉沙和黏土等細顆粒物質構成，處于珠江河口區(qū)的渾濁帶范圍，造地成本低和填海條件優(yōu)越，使其可以進行開發(fā)強度較大的灘涂圍墾和填海造地（陳俊俠，2003）；而深圳東部地形較高，其岸線大部分為基巖和砂質海岸，基巖海岸通常為花崗巖山地，直接臨海，水底坡度大、海拔較高等條件使其不具備開發(fā)的先天優(yōu)勢，剩余的部分砂質海岸由沙和礫石組成，開發(fā)強度較弱，以旅游開發(fā)為主（郭偉 等，2007），因此東岸只有少部分海灣地區(qū)具有填海潛力，現(xiàn)階段還保留部分天然的岸線，屬于生態(tài)嚴控的范圍。

雖然深圳近40 年來的發(fā)展因海而生、因海而興，但自然生態(tài)系統(tǒng)與海岸的開發(fā)建設應該是理性且可持續(xù)的，填海面積與自然生態(tài)環(huán)境間是負反饋，自然生態(tài)環(huán)境的訴求將反過來影響填海進程，制約填海面積的增加（于海波 等，2009）。一旦動搖自然生態(tài)系統(tǒng)的根基，人地矛盾將陷入惡性循環(huán)的境地。因此，在未來的海域發(fā)展中，應該要正視自然與人類之間的關系，逐步開展近海岸的生態(tài)補償工作，為未來海岸帶的發(fā)展提供預留空間和用海保障。

4.3 問題和建議

長久以來，中國的海洋經濟發(fā)展處于初級階段，依靠漁業(yè)為支撐。十八大以后，隨著海洋強國戰(zhàn)略的出臺，深圳經濟發(fā)展進入新時期，濱海產業(yè)經濟加速發(fā)展。作為一個建設在海岸帶上的新興城市，本該在適度有效的環(huán)境管理以及海洋資源的有序開發(fā)基礎上發(fā)展為友好和諧的綠色屏障，但至今為止，深圳在對海洋和城市之間的管理依然存在不足。主要體現(xiàn)在以下幾個方面（周凱 等，2012；李孝娟 等，2019）：

1）陸海發(fā)展存在使用功能上的沖突，深圳東岸分布著大亞灣核電站等能源設施建設地，其特有的安全管控要求與生態(tài)環(huán)境產業(yè)發(fā)展定位存在一定的空間矛盾；西岸海域灘涂區(qū)廣闊且水動力不足，水深較淺卻需要承擔填海造陸以及大型港口通航的重大負擔。

2）陸海發(fā)展之間缺乏空間銜接的互動性。深圳東部海岸帶存在寶安國際機場、港口等臨近海岸線邊緣的大型基礎設施，其建筑等退線不足造成親?？臻g缺乏。剩余的漫長海岸線大部分被酒店、政府培訓基地等占據(jù)，變相私有化嚴重，公眾近海卻難以親海。

3）陸海管理條塊分割明顯，缺乏協(xié)調。目前對海岸線的管理模式并沒有詳細的規(guī)范和模式上的提升，管理單位無法針對更多新興業(yè)態(tài)提供專業(yè)有效的管理，事權劃分不夠明晰導致相關管理容易造成矛盾沖突并且難以協(xié)商。

4）陸海規(guī)劃管控思路差異明顯。陸域管理以地方政府為主導，但海洋規(guī)劃以國家以及省政府為主導，自上而下的垂直管理導致地方政府難以介入。如海洋自然保護區(qū)的建立可為城市回饋生態(tài)價值，但其建立面臨兩大阻力：行政成本與深港兩地的溝通成本。

若要改變海岸帶開發(fā)和海洋生態(tài)的不合理狀況，必須從源頭上厘清目前深圳對于海岸帶基線保護和資源利用的相關背景?；凇渡钲谑泻０稁ЬC合保護與利用規(guī)劃（2018－2035）》可知，深圳對于海岸帶規(guī)劃的保護和利用是多方面的，基于底線思維的保護下應該建立岸線分級保護機制，劃定禁止建設區(qū)域，嚴格控制關乎海岸帶的人為擴張改造活動，落實生態(tài)岸段的維護和修復策略，加強對已破壞的岸線的生態(tài)修復，促進自然岸線占比的提高。此外，推進陸海協(xié)同發(fā)展應依托海岸帶推動城市由陸向海全方位合理拓展，要重視把海岸帶作為陸地和海洋空間耦合的發(fā)展軸帶，通過編制相關規(guī)劃政策合理引導岸線資源的利用，從而構建“一帶、三區(qū)、多單元”的發(fā)展新格局（圖11）。

圖11 深圳市海岸帶保護與利用規(guī)劃發(fā)展格局框架Fig.11 Framework of coastal zone protection and utilization planning and development pattern in Shenzhen.

綜上，針對深圳海岸帶的可持續(xù)管理與發(fā)展，提出以下建議：

1）重視臨海區(qū)域空間管制。以海洋生態(tài)紅線與陸域生態(tài)紅線為空間指引，相關部門出臺并完善相關民眾使用濱海的管理政策和法律法規(guī)，加強海域使用許可督查，定期發(fā)布紅線保護狀態(tài)信息以及成效評價。明確各管理單位責權，嚴禁將公共岸線區(qū)變相私有化，保障公眾對濱海海域的使用權。

2）重視差異化的海岸帶產業(yè)方向重塑。在目前“西城東憩”的海岸發(fā)展格局中，應順應差異化的城市產業(yè)轉型。以海岸帶為核心，統(tǒng)籌陸?？臻g利用，促進陸海功能對接。其中，西部濱海地區(qū)屬于國際化水平的戰(zhàn)略性地區(qū)，加速西部產業(yè)轉型與功能提升，進一步延續(xù)軸帶緊湊的新型現(xiàn)代化服務產業(yè)鏈，可進一步推進產城融合發(fā)展。東部地區(qū)可定位為生態(tài)保留區(qū)，發(fā)展為以濱海度假為特色的戰(zhàn)略性新興地區(qū)，實施分散發(fā)展結構。

3）重視建立海岸帶全域生態(tài)系統(tǒng)。加強環(huán)評調查工作，完善區(qū)域聯(lián)防聯(lián)治，逐步改善沿海區(qū)域生態(tài)體系，重點推進深圳灣、大鵬新區(qū)沿岸等為海岸帶重點生態(tài)經濟示范區(qū)。其中，深圳灣內可強化對紅樹林自然保護區(qū)的管理，逐步修復完善深圳河口濕地生態(tài)系統(tǒng)功能。大鵬新區(qū)沿岸應積極實施生態(tài)維護策略，加強海洋生物資源保護，如對大小梅沙附近存在的珊瑚礁、壩光地區(qū)沿岸紅樹林的生態(tài)防線進行保護；此外，還應控制污染企業(yè)進入，開展污染綜合治理。

4）重視將陸海作為生命共同體。海洋和城市的可持續(xù)發(fā)展需要人類之間的合理協(xié)調才能達到城海相融的人海和諧局面，若要將可持續(xù)發(fā)展的概念具體化為鼓舞人心的未來形象，則需要開放的規(guī)劃過程和利益相關者的共同參與，而不僅僅靠相關部門的頂層制度決策推動。

5 結論

基于1979—2019 年16 景遙感影像，通過遙感GIS技術提取數(shù)字化海岸線，分析海岸線類型、結構以及長度變化，對海岸線時空演變特征、速率以及驅動因素進行探討。得出以下結論：

1）改革開放40 年來，深圳海岸線總增長為41.52 km，年均增長1.04 km，主要表現(xiàn)為人工海岸線的急劇增加和自然海岸線的持續(xù)減少；其中，人工岸線共增長149.15 km，自然海岸共減少107.63 km。海岸線變化較大的地區(qū)集中在寶安國際機場、前海合作區(qū)、后海深圳灣、鹽田區(qū)以及龍岐灣近岸，且深圳西部整體海岸變化相對于東岸更為劇烈。西岸的最高端點變化速率（EPR）達到422.19 m/a，出現(xiàn)在2004—2008 年蛇口半島以西的向海擴建時期；東岸最高EPR 達到449.65 m/a，位于1994—1998年的鹽田港開發(fā)建設期間。

2）深圳海岸線主要由早期的粉砂淤泥質和砂質岸線向圍墾養(yǎng)殖岸線和工程建設岸線轉變，即由自然海岸向人工海岸過渡。其中，1979—1988年岸線長度增幅最大，1979—1994年為海岸線變化最為劇烈的時期，1994—2008 年為填海造陸的峰值時段。而從2008年起，深圳岸線開發(fā)逐步進入一個可持續(xù)、理性的階段。

3）深圳海岸線是動態(tài)的、連續(xù)的變化過程，其海岸發(fā)展進程是人類活動、特區(qū)政策與自然因素之間的博弈與綜合，影響海岸變化過程的主要驅動力為城市擴張下的工程建設。此外，自然地貌條件是海岸變化的潛在因素，間接制約人類開發(fā)的強度。特區(qū)政策是深圳人口擴張和城市蔓延的核心動力，也是深圳沿海自然岸線減少和人工岸線增長的根本原因。