海灣景觀生態(tài)脆弱性及其對(duì)人類活動(dòng)的響應(yīng)
——以東海區(qū)為例

田 鵬,李加林,2,*,姜憶湄,史小麗,王麗佳,劉瑞清,童 晨,周子靖,邵姝遙

1 寧波大學(xué)地理與空間信息技術(shù)系, 寧波 315211 2 寧波大學(xué)東海研究院, 寧波 315211 3寧波大學(xué)學(xué)報(bào)編輯部, 寧波 315211

在經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展與土地資源有限的背景下,圍填?；顒?dòng)成為沿海地區(qū)緩解土地供求矛盾、拓展社會(huì)生存空間、擴(kuò)大經(jīng)濟(jì)發(fā)展空間的有效手段[1-2]。圍填?；顒?dòng)作為人類開發(fā)利用海岸帶資源的重要方式,對(duì)海岸帶生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了深刻影響,加上海灣生態(tài)系統(tǒng)敏感性和脆弱性較強(qiáng),所以對(duì)圍填海影響下海灣生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究更具有現(xiàn)實(shí)性和重要性[3-4]。而3S技術(shù)快速發(fā)展大大提升了研究數(shù)據(jù)的可獲得性,為長(zhǎng)時(shí)期、全方位動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)海灣生態(tài)環(huán)境演變提供了可能性。當(dāng)前圍填海研究集中在對(duì)濱海濕地生態(tài)環(huán)境的影響分析以及生態(tài)補(bǔ)償機(jī)制的探索[5-6],如圍填海對(duì)河口濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)的影響及估算濕地生態(tài)服務(wù)價(jià)值的損失[7-8]；圍填海對(duì)海洋水動(dòng)力條件和周圍生物多樣性的改變[9-10]等。同時(shí)當(dāng)前對(duì)圍填海影響下海灣生態(tài)系統(tǒng)變化的現(xiàn)象和成因分析逐漸轉(zhuǎn)向了圍填海與生態(tài)系統(tǒng)變化的機(jī)理分析以及圍填海的生態(tài)效應(yīng)分析[11-12]。

景觀生態(tài)脆弱性反映了景觀格局受外界干擾影響所表現(xiàn)出來的敏感性以及缺乏適應(yīng)能力從而使景觀系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能和特性發(fā)生改變的屬性[13],一般采用景觀脆弱度來衡量。在以圍填海為主的人類活動(dòng)密集的海灣地區(qū),景觀生態(tài)脆弱性研究更能體現(xiàn)景觀生態(tài)系統(tǒng)對(duì)環(huán)境的敏感程度和適應(yīng)能力[14]。目前對(duì)景觀生態(tài)脆弱度的研究較為成熟,研究尺度主要為湖泊濕地、流域、城市[15-17],研究?jī)?nèi)容集中在分析研究區(qū)景觀格局變化及生態(tài)脆弱度評(píng)價(jià)[18]。

東海區(qū)海灣經(jīng)濟(jì)活動(dòng)密集,沿岸海灣眾多且圍填海活動(dòng)頻繁,人為因素對(duì)部分海灣的影響已遠(yuǎn)超過自然營(yíng)力,成為海灣生態(tài)系統(tǒng)演變的主要推動(dòng)力[19]。由于東海區(qū)沿岸自然條件、海灣類型、人口規(guī)模、社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平和圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度等方面各具特性,因此圍填?；顒?dòng)對(duì)不同區(qū)域的海灣生態(tài)系統(tǒng)的影響表現(xiàn)出差異性[20]。文章在定量評(píng)價(jià)較大尺度下東海海灣景觀生態(tài)脆弱性及圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度時(shí)空分布的基礎(chǔ)上,分析東海海灣景觀對(duì)圍填海人類活動(dòng)的響應(yīng)程度,對(duì)圍填海影響下海灣生態(tài)效益研究?jī)?nèi)容起到一定的豐富和補(bǔ)充,以期為海灣生態(tài)環(huán)境保護(hù)和合理開發(fā)利用資源提供理論和實(shí)踐指導(dǎo)。

1 研究區(qū)概況

圖1 研究區(qū)地理位置Fig.1 Geographical location of study area

東海區(qū)位于我國(guó)東部沿海,處于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū),地形以沿海平原、低緩山地、丘陵為主,行政區(qū)域主要包括上海市、浙江省和福建省。東海區(qū)海岸線曲折而漫長(zhǎng),海灣眾多,依據(jù)《中國(guó)海灣志》海灣收錄,文章選取了東海區(qū)海灣面積大于100 km2的12個(gè)主要海灣,隘頑灣面積大于100 km2,但其海灣形態(tài)變化差異較大,故未作為研究對(duì)象?？紤]到東海區(qū)南北海灣海岸類型差異較大,即上海市和浙江省海灣海岸多為淤泥質(zhì)岸線,福建省海灣海岸為基巖岸線,故以此分為北部海灣和南部海灣(圖1)。

東海北部海灣包括杭州灣、象山港、三門灣、臺(tái)州灣、樂清灣和溫州灣,東海南部海灣包括三沙灣、羅源灣、湄洲灣、興化灣、泉州灣和廈門灣,海灣地區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá),發(fā)展速度與程度高于內(nèi)陸地區(qū)。東海區(qū)地理位置優(yōu)越,海陸交通便利,歷史開發(fā)悠久,經(jīng)濟(jì)活動(dòng)劇烈,在土地資源高強(qiáng)度利用下,圍填?；顒?dòng)更為活躍。近年來人類活動(dòng)尤其是圍填?；顒?dòng)對(duì)區(qū)域的干擾遠(yuǎn)超過自然營(yíng)力,引起東海海灣景觀格局劇烈變動(dòng),對(duì)海灣生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生了深刻影響。

2 數(shù)據(jù)來源與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

本研究景觀類型數(shù)據(jù)來自地理國(guó)情監(jiān)測(cè)云平臺(tái)(http://www.dsac.cn/),包括上海、浙江、福建三省市的1990、1995、2000、2005、2010、2015年共6期1∶10萬土地利用數(shù)據(jù)。海灣范圍的確定主要是參考《中國(guó)海灣志》[21],其中明確說明海灣向海一側(cè)的邊界,應(yīng)為灣口兩個(gè)對(duì)應(yīng)岬角的連線?？紤]到部分海灣海域面積較大,海島數(shù)量較多,海島可能會(huì)出現(xiàn)在兩岬角之間,這種情況下將海島向海一側(cè)的岸線與兩岬角之間的連線相接,以此作為整個(gè)海灣向海一側(cè)的邊界。基于東海區(qū)12個(gè)海灣相關(guān)文獻(xiàn)中提供海灣邊界的地理經(jīng)緯度坐標(biāo),在ArcGIS 10.3環(huán)境下,確定了各海灣與海的邊界?？紤]到陸域部分在地形地勢(shì)的影響下,會(huì)出現(xiàn)同海灣半封閉形態(tài)走向基本吻合的流域水系,因此在本研究中將海灣周圍陸域部分所在流域的分水嶺作為海灣的陸域分界線。在明確海灣范圍基礎(chǔ)上進(jìn)行研究區(qū)裁剪,得到東海區(qū)海灣6期景觀數(shù)據(jù),結(jié)合東海區(qū)沿岸海灣的土地利用實(shí)際情況和研究需要,將研究區(qū)景觀類型分為耕地、林地、草地、建設(shè)用地、水域、濕地和未利用地七類[14]。

2.2 研究方法

2.2.1 景觀格局變化

景觀格局分析一般從類型水平和景觀水平兩個(gè)層次選取指標(biāo)來操作,根據(jù)研究區(qū)實(shí)際需要,文章從景觀水平角度定量分析1990—2015年東海海灣的景觀格局變化,來表征景觀格局變化對(duì)人類活動(dòng)的響應(yīng)。主要選取了斑塊數(shù)量(NP)、斑塊密度(PD)、邊界密度(ED)、形態(tài)指數(shù)(LSI)、平均斑塊面積(MPS)、破碎度(FI)、Shannon 多樣性指數(shù)(SHDI)、Shannon 均勻度指數(shù)(SHEI)等指標(biāo),分別從景觀數(shù)量、大小、形狀及其內(nèi)部的關(guān)聯(lián)性等方面對(duì)研究區(qū)景觀格局變化特征進(jìn)行分析[22]。相關(guān)景觀格局指數(shù)通過軟件Fragststs 4.2獲取。

2.2.2 景觀脆弱度指數(shù)

景觀格局脆弱性是景觀系統(tǒng)對(duì)外界干擾產(chǎn)生敏感性響應(yīng)后,系統(tǒng)自身的適應(yīng)性能力,一般選擇景觀敏感度指數(shù)和景觀適應(yīng)度指數(shù)來構(gòu)建景觀脆弱度指數(shù)[22]。

(1)景觀敏感度指數(shù)(LSI)是在受到外界干擾時(shí)自身的反映程度,取決于外界干擾因素的強(qiáng)弱及景觀變化方向,主要由景觀干擾度指數(shù)(Ui)和景觀易損度指數(shù)(Vi)構(gòu)成。

(1)

式中,n為景觀類型數(shù)量；i為景觀類型；Aki為第k個(gè)生態(tài)脆弱度小區(qū)內(nèi)第i類景觀面積；Ak為第k個(gè)生態(tài)脆弱度小區(qū)面積。

景觀干擾度 (Ui) 是景觀在受到外界干擾時(shí),景觀內(nèi)部由單一、規(guī)則、均質(zhì)和連續(xù)的整體向破碎、零散、異質(zhì)和不連續(xù)的破碎斑塊變化,選取與外界干擾密切相關(guān)的景觀破碎度指數(shù)(Ci)、分離度(Si)和優(yōu)勢(shì)度(Ki)組成景觀干擾度指數(shù),3個(gè)指數(shù)的具體計(jì)算公式參考文獻(xiàn)[22],且其指數(shù)對(duì)應(yīng)的權(quán)重分別為0.5、0.3和0.2,而未利用地的權(quán)重考慮優(yōu)勢(shì)度的重要性,分別賦值為0.2、0.3、0.5[23]。

Ui=aCi+bSi+cKi

(2)

景觀易損度指數(shù)(Vi)反映各景觀類型在外界干擾下的損失程度,參考前人研究和研究區(qū)實(shí)際,易受外界干擾性從高到低分別為：未利用地、濕地、林地、草地、耕地、建設(shè)用地、水體,未利用地最易受外界干擾,建設(shè)用地和水體最為穩(wěn)定,最后對(duì)其進(jìn)行歸一化處理得到其易損度值[24]。

(2)景觀適應(yīng)度指數(shù)(LAI)是景觀在外界干擾下的適應(yīng)與恢復(fù)能力,與景觀的結(jié)構(gòu)、功能、多樣性和分布均勻程度密切相關(guān),主要由斑塊豐富密度指數(shù)(PRD)、香農(nóng)多樣性指數(shù)( SHDI) 和香農(nóng)均勻度指數(shù)( SHEI)構(gòu)成[24]。

LAI=PRD×SHDI×SHEI

(3)

(3)景觀脆弱度指數(shù)(LVI)在一定程度上定量反映了區(qū)域景觀格局的脆弱狀況,取決于外界干擾強(qiáng)度和自身景觀系統(tǒng)的生態(tài)結(jié)構(gòu),LVI值越大,表明區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的景觀脆弱性越高[24]。

LVI=LSI×(1-LAI)

(4)

2.2.3 景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)

自然和人為因素共同影響海灣景觀變化,但自然要素在長(zhǎng)時(shí)空尺度內(nèi)作用較為明顯,而短時(shí)空尺度內(nèi)人為因素的作用更為明顯。研究期間,以圍填海為主的人類活動(dòng)是東海區(qū)海灣景觀格局過程演變的主導(dǎo)因素,景觀的自然特征與人工化特征呈現(xiàn)出此消彼長(zhǎng)的趨勢(shì)。景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)[25]能較好表現(xiàn)區(qū)域景觀受人類活動(dòng)影響的強(qiáng)度,采用景觀人工干擾強(qiáng)度來分析東海海灣景觀在圍填海開發(fā)利用影響下的干擾情況。計(jì)算公式如下：

(5)

式中,LHAI為景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)；n為研究區(qū)內(nèi)景觀類型數(shù)量；Si為第i種景觀類型的面積；Ri為第i種景觀資源環(huán)境影響因子；A為各景觀面積之和。根據(jù)研究目的,結(jié)合多學(xué)科專家意見及相關(guān)研究成果[25-26],確定了海灣景觀資源環(huán)境影響因子,見表1。

表1 海灣景觀資源環(huán)境影響因子

2.2.4 空間分析

為了更好了解東海區(qū)主要海灣脆弱度和人工干擾度的空間分布,基于前人研究[24]和研究區(qū)實(shí)際,在軟件ArcGIS 10.3中構(gòu)建1.5 km×1.5 km的漁網(wǎng),將景觀脆弱度值和人工干擾強(qiáng)度值賦給各漁網(wǎng)小區(qū)的中心點(diǎn),借助地統(tǒng)計(jì)學(xué)里的半方差變異函數(shù)[27-28],對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行優(yōu)化,利用克里金插值生成相應(yīng)的空間分布圖,從而分析其時(shí)空變化特征。

3 結(jié)果分析

3.1 海灣景觀脆弱度時(shí)空變化分析

根據(jù)景觀脆弱度計(jì)算公式得到東海區(qū)12個(gè)灣區(qū)的景觀生態(tài)脆弱度指數(shù),并在ArcGIS 10.3中計(jì)算每個(gè)網(wǎng)格區(qū)內(nèi)的平均脆弱度值,即得到研究采樣區(qū)內(nèi)的景觀脆弱度指數(shù)。在此基礎(chǔ)上采用地統(tǒng)計(jì)模塊中的普通Kriging法生成東海區(qū)主要海灣的景觀脆弱度空間分布圖,主要以北部海灣和南部海灣進(jìn)行空間展示。基于自然間斷法將研究區(qū)景觀脆弱度分為5個(gè)等級(jí)：低脆弱區(qū)、較低脆弱區(qū)、中等脆弱區(qū)、較高脆弱區(qū)和高脆弱區(qū)[29-30]。

在ArcGIS 10.3中整理得到1990—2015年東海海灣景觀脆弱度不同等級(jí)區(qū)的面積變化(表2),東海海灣景觀脆弱度主要表現(xiàn)為脆弱度等級(jí)上升,高等級(jí)脆弱區(qū)面積擴(kuò)大,脆弱度時(shí)空分異較大。時(shí)間序列上,北部海灣中,較高脆弱區(qū)面積大幅增長(zhǎng),2000—2005年上升最大,增加了2662.99 km2,研究期末共增加了3111.29 km2。高脆弱區(qū)面積在研究期間上升了122.71 km2,上升幅度為705.45%。中脆弱區(qū)一直都是北部海灣的主導(dǎo)脆弱區(qū)類型,面積下降了2422.33 km2。低脆弱區(qū)面積增加了2142.04 km2,較低脆弱區(qū)面積下降了2957.26 km2,較低脆弱區(qū)轉(zhuǎn)為其他等級(jí)脆弱區(qū)面積較多。南部海灣中,較低脆弱區(qū)大幅減少,減少了1517.67 km2,1990—2000年間,較低脆弱區(qū)為主導(dǎo)脆弱區(qū)類型,2005—2015年低脆弱區(qū)上升為主導(dǎo)類型。較高和高脆弱區(qū)面積呈上升趨勢(shì),分別增加了686.81、61.46 km2。中脆弱區(qū)面積下降,下降了155.71 km2。南部海灣高等級(jí)脆弱區(qū)面積上升,但幅度相比于北部灣較小。

表2 1990—2015年各景觀脆弱度等級(jí)區(qū)面積/km2

空間序列上,東海海灣脆弱度空間分布呈現(xiàn)擴(kuò)散趨勢(shì),空間分布差異較大(圖2、3)。北部海灣,杭州灣景觀脆弱度空間變化最為明顯,1990—2000年,景觀脆弱度變化較小,高等級(jí)脆弱區(qū)零星分布于杭州市與上海市城市范圍內(nèi),以中脆弱區(qū)為主,較低和低脆弱區(qū)分布在中脆弱區(qū)四周,靠近城市外緣和濱海濕地。2005—2015年,較高和高脆弱區(qū)面積大幅上升,高等級(jí)脆弱區(qū)在原來較高脆弱區(qū)附近大幅擴(kuò)張,由城市到郊區(qū)、內(nèi)地到沿海、由陸地到港口等。象山港和三門灣景觀脆弱度較低,景觀生態(tài)脆弱區(qū)以較低和低脆弱區(qū)為主,但也呈現(xiàn)出向沿海港口擴(kuò)散的趨勢(shì)。臺(tái)州灣、樂清灣和溫州灣景觀脆弱區(qū)在城市高等級(jí)脆弱區(qū)基礎(chǔ)上不斷向外擴(kuò)散,沿海地區(qū)的脆弱區(qū)等級(jí)增加,較高和高脆弱區(qū)面積擴(kuò)大。南部海灣中,1990—2000年海灣景觀高等級(jí)脆弱區(qū)擴(kuò)張相對(duì)緩慢,2005—2015年隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展而景觀較高和高脆弱區(qū)迅速擴(kuò)散。三沙灣和羅源灣景觀脆弱區(qū)以較低和低脆弱區(qū)為主,高等級(jí)脆弱區(qū)零星分布,海灣景觀脆弱度較低,人類活動(dòng)對(duì)景觀干擾強(qiáng)度相對(duì)較小。興化灣和湄洲灣相接,景觀脆弱度上升,脆弱區(qū)等級(jí)上升,湄洲灣主要為基巖海岸,水深條件好,港口、碼頭、工業(yè)發(fā)展較快,開發(fā)利用程度較高,高等級(jí)脆弱區(qū)面積增加。泉州灣和廈門灣開發(fā)歷史悠久,經(jīng)濟(jì)活動(dòng)密集,人類活動(dòng)對(duì)景觀生態(tài)系統(tǒng)影響較大,景觀穩(wěn)定性減弱,景觀較高和高脆弱區(qū)面積增加,向城市和沿海地區(qū)擴(kuò)張。

圖2 東海北部海灣景觀脆弱度空間分布Fig.2 Spatial distribution of landscape vulnerability in the bay of the northern East China Sea

圖3 東海南部海灣景觀脆弱度空間分布Fig.3 Spatial distribution of landscape vulnerability in the bay of the southern East China Sea

3.2 海灣景觀圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度時(shí)空變化

3.2.1 海灣景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)變化

根據(jù)公式(5)計(jì)算可得1990—2015年東海海灣景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù),據(jù)此分析其強(qiáng)度變化特征(圖4),發(fā)現(xiàn)東海海灣圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度呈加深趨勢(shì)。北部海灣中,6個(gè)海灣人工干擾強(qiáng)度值差異較大且都呈上升趨勢(shì)。杭州灣人工干擾強(qiáng)度不斷上升且遠(yuǎn)大于其他海灣,增加了0.0426,增長(zhǎng)速率為35.88%。臺(tái)州灣和溫州灣人工干擾強(qiáng)度上升較快,增長(zhǎng)率為48.44%、42.14%。象山港、三門灣和樂清灣人工干擾度增幅較小。南部海灣中,6個(gè)海灣之間人工干擾強(qiáng)度值波動(dòng)增加,其海灣之間干擾強(qiáng)度差異小于北部海灣。廈門灣人工干擾強(qiáng)度大于其他海灣,增加了0.009,泉州灣增長(zhǎng)速率最快,為83.50%。興化灣人工干擾強(qiáng)度先下降后上升,三沙灣、羅源灣和湄洲灣人工干擾強(qiáng)度值平穩(wěn)增加。

圖4 東海海灣景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)Fig.4 Landscape human active interference index (LHAI) of the bay in the East China Sea

3.2.2 海灣景觀人工干擾強(qiáng)度時(shí)空變化

通過計(jì)算得到各海灣單個(gè)網(wǎng)格的景觀人工干擾強(qiáng)度平均值,并運(yùn)用普通Kriging法進(jìn)行插值預(yù)測(cè)和模擬,基于自然斷點(diǎn)法對(duì)生成的插值圖進(jìn)行分級(jí),主要分為低、較低、中、較高、高強(qiáng)度區(qū)間,最終獲得東海北部海灣和南部海灣的景觀人工干擾強(qiáng)度空間分異圖(圖5和圖6)。

從圖5可以看出,1900—2015年間東海北部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度呈現(xiàn)出明顯的由低值向高值轉(zhuǎn)變的趨勢(shì),中強(qiáng)度、較高強(qiáng)度區(qū)間和高強(qiáng)度區(qū)間的景觀面積不斷增加,而低強(qiáng)度和較低強(qiáng)度區(qū)間則不斷萎縮。研究之初,東海北部大部分海灣的景觀人工干擾強(qiáng)度處于低強(qiáng)度和較低強(qiáng)度區(qū)間,高強(qiáng)度區(qū)間的面積極小,零星分布于城市、港口等經(jīng)濟(jì)活動(dòng)頻繁地區(qū)。2005年中強(qiáng)度區(qū)間迅速擴(kuò)張并接連成片,主要由較低強(qiáng)度區(qū)間轉(zhuǎn)變而來,同時(shí)高強(qiáng)度區(qū)間面積明顯增大,但在各海灣中仍主要以點(diǎn)塊狀散落在各處。到了2015年,中強(qiáng)度區(qū)間向較低和低強(qiáng)度區(qū)間進(jìn)一步蔓延,并部分轉(zhuǎn)變?yōu)檩^高強(qiáng)度區(qū)間,高強(qiáng)度區(qū)間加速擴(kuò)張,雖仍呈塊狀分布,但區(qū)塊面積增大,數(shù)量增加,相鄰區(qū)塊間的距離縮短,呈現(xiàn)出明顯的連片趨勢(shì)。

同時(shí)東海北部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度在空間上表現(xiàn)出明顯的分帶性,從內(nèi)陸向河口周邊以及沿海強(qiáng)度逐漸加深。整個(gè)研究期間,隨著沿海工業(yè)的進(jìn)一步發(fā)展,水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)規(guī)?？焖贁U(kuò)張,圍海造地項(xiàng)目的增多,以灘涂為主的低景觀人工干擾度的景觀不斷向建設(shè)用地與養(yǎng)殖用地等高干擾度的景觀轉(zhuǎn)變,沿海地區(qū)景觀人工干擾強(qiáng)度顯著增強(qiáng)。樂清灣和溫州灣相連,位于東海北部六海灣的南端,相比而言樂清灣的景觀人工干擾強(qiáng)度偏小。象山港和三門灣位于東海北部六海灣中部,前者由于生態(tài)保護(hù)限制,后者由于開發(fā)不成熟,使兩者成為25年間低強(qiáng)度區(qū)間分布最廣,也是強(qiáng)度變化最小的海灣。杭州灣、臺(tái)州灣則有所不同,表現(xiàn)出陸海同步的現(xiàn)象,甚至在杭州灣內(nèi)陸地區(qū)稍快于沿海地區(qū)。杭州灣位于研究區(qū)最北部,其景觀人工干擾強(qiáng)度在東海北部六灣中最強(qiáng),臺(tái)州灣位于三門灣以南,景觀人工干擾強(qiáng)度較強(qiáng)。兩者的共同點(diǎn)是流域內(nèi)地形平坦,研究之初耕地多山地少,灣區(qū)內(nèi)靠近內(nèi)陸的部分受內(nèi)陸發(fā)展影響,開發(fā)時(shí)間早于沿海地區(qū),景觀人工干擾度較強(qiáng)。

圖5 東海北部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度空間分布Fig.5 Spatial distribution of landscape artificial disturbance intensity in the bay of the northern East China Sea

南部海灣中(圖6),1990年,較低強(qiáng)度區(qū)間和中強(qiáng)度區(qū)間占優(yōu)勢(shì)地位,較高強(qiáng)度區(qū)間在各海灣內(nèi)有零星分布,而高強(qiáng)度區(qū)間的面積微乎其微。1990—2005年期間,較高強(qiáng)度區(qū)間以研究之初的塊狀區(qū)域迅速向四周蔓延,與相鄰塊狀區(qū)域接連成片,同時(shí)高強(qiáng)度區(qū)間面積明顯增大,但仍集中在個(gè)別海灣中。2005—2015年10年間,較高強(qiáng)度區(qū)間進(jìn)一步擴(kuò)大,并部分轉(zhuǎn)變?yōu)檩^高強(qiáng)度區(qū)間,高強(qiáng)度區(qū)面積再次增加,以點(diǎn)塊狀散落在各海灣中,但同一海灣內(nèi)的集聚性增強(qiáng)。

東海南部六海灣景觀人工干擾強(qiáng)度南北分異顯著,呈現(xiàn)出北低南高的特征。北部是三沙灣和羅源灣,地表起伏較大,受地形限制,灣內(nèi)林地面積廣大但耕地面積小,難以進(jìn)行大規(guī)模開發(fā)建設(shè),故兩者是東海南部六海灣中景觀人工干擾強(qiáng)度最小的海灣。南部四灣中,景觀人工干擾強(qiáng)度變化最明顯的海灣是廈門灣和泉州灣,主要是兩海灣內(nèi)山地面積較小,且開發(fā)歷史悠久,成熟度高,區(qū)內(nèi)環(huán)境影響因子大的建設(shè)用地密度大的緣故,因此景觀人工干擾強(qiáng)度較高。湄洲灣和興化灣景觀人工干擾強(qiáng)度變化表現(xiàn)出了明顯的由沿海向內(nèi)陸減弱的特征,兩海灣近海一側(cè)是25年間強(qiáng)度變化最大的區(qū)域,主要是以灘涂養(yǎng)殖和圍海養(yǎng)殖所占據(jù)的面積不斷上升的緣故。

圖6 東海南部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度空分布Fig.6 Spatial distribution of landscape artificial disturbance intensity in the bay of the southern East China Sea

3.3 海灣景觀與圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度關(guān)聯(lián)分析

3.3.1 海灣景觀格局變化對(duì)人類活動(dòng)響應(yīng)

景觀格局變化受人為因素影響較大,用東海海灣景觀格局變化來表征對(duì)研究區(qū)以圍填海為主的人類開發(fā)利用活動(dòng)的響應(yīng)程度(表3)。東海北部海灣景觀斑塊密度(NP)在1990—2015年間呈上升趨勢(shì),其斑塊數(shù)量明顯增加。景觀的形態(tài)指數(shù)(LSI)與邊界密度(ED)在1990—2015年間持續(xù)增加,且在2000—2005年間有一個(gè)明顯的躍升,說明東海北部海灣景觀隨時(shí)間的推移,其形狀的復(fù)雜程度增加,破碎度不斷上升。Shannon 多樣性指數(shù)(SHDI)和Shannon 均勻度指數(shù)(SHEI)增加,表明研究區(qū)景觀趨于多樣化、非均衡化。東海北部海灣景觀斑塊密度、形態(tài)指數(shù)與邊界密度的變化與景觀破碎度(FI)的變化相吻合,呈現(xiàn)出隨時(shí)間推移景觀破碎度不斷增加的趨勢(shì)。其中三門灣景觀變化較為明顯,斑塊數(shù)量變化最大,上升了393個(gè),斑塊密度增加了0.2573,平均斑塊面積大幅下降,減少了40.8903,也導(dǎo)致破碎度上升了0.0180。杭州灣形態(tài)指數(shù)變化較大,上升了12.4353,臺(tái)州灣邊界密度增加較大,增加了5.9342,其Shannon 多樣性指數(shù)(SHDI)和Shannon 均勻度指數(shù)(SHEI)上升最大,破碎化增強(qiáng)。

東海南部海灣景觀的斑塊密度(NP)在1990—2015年間呈波動(dòng)變化,總體降低,但變化不大,即研究期間東海南部海灣的斑塊數(shù)量有所減少。景觀的形態(tài)指數(shù)(LSI)與邊界密度(ED)在研究期間呈現(xiàn)出明顯的先增后減的趨勢(shì),1990—2010年十年間持續(xù)增加,在隨后的五年間減少。說明東海南部海灣景觀隨時(shí)間的推移,其形狀的復(fù)雜程度先增后減,即景觀的完整性上升。景觀破碎度的變化與邊界密度、形態(tài)指數(shù)以及斑塊密度的變化基本吻合,呈現(xiàn)出隨時(shí)間推移先增后減的趨勢(shì)。Shannon 多樣性指數(shù)(SHDI)和Shannon 均勻度指數(shù)(SHEI)與景觀破碎度變化也較為一致。泉州灣斑塊數(shù)量下降幅度最大,減少了188個(gè),斑塊密度和邊界密度也隨之下降,平均斑塊面積上升,破碎度減少。羅源灣和興化灣景觀水平變化較為一致,破碎度增加。三沙灣、湄洲灣和廈門灣隨著斑塊數(shù)量減少,破碎度減少,景觀分布較為均勻。東海南部海灣開發(fā)時(shí)間較早,研究初期海灣開發(fā)強(qiáng)度平均值大于北部海灣,但開發(fā)強(qiáng)度增幅小于北部海灣,表明南部海灣開發(fā)相對(duì)較成熟,在研究過程中由大開發(fā)階段逐漸向小開發(fā)、集約開發(fā)演變,使得景觀的破碎度在研究后期出現(xiàn)下降。

表3 東海海灣景觀格局指數(shù)年際變化統(tǒng)計(jì)

3.3.2 海灣景觀脆弱度對(duì)人類活動(dòng)響應(yīng)

圖7 東海海灣景觀脆弱度與景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)的關(guān)系 Fig.7 Relationship between the landscape vulnerability and landscape human active interference index (LHAI) in the bay of the East China Sea

東海海灣經(jīng)濟(jì)活動(dòng)密集且在當(dāng)前圍填海劇烈活動(dòng)影響下,人類活動(dòng)逐漸破壞和減弱了其景觀生態(tài)系統(tǒng)自身穩(wěn)定性和恢復(fù)性。為了定量驗(yàn)證和進(jìn)一步分析景觀脆弱度與景觀人工干擾強(qiáng)度的相關(guān)性,作兩者的散點(diǎn)圖,在此基礎(chǔ)上用最小二乘法擬合函數(shù)曲線,如圖7所示。兩者擬合曲線擬合優(yōu)度為0.6085,表明該擬合曲線能較好的反映兩者之間的相關(guān)性。整體上,東海海灣景觀破碎度隨景觀人工干擾強(qiáng)度的增大呈上升趨勢(shì),說明兩者之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系,即景觀人工干擾強(qiáng)度越大,海灣景觀脆弱度越大。東海區(qū)海灣在快速城市化、工業(yè)化推動(dòng)下,景觀類型發(fā)生較大變化,在受人類活動(dòng)影響較大的海灣區(qū)域內(nèi),建設(shè)用地不斷擴(kuò)長(zhǎng),海灣圍墾、人工養(yǎng)殖等活動(dòng)增加了海灣人工干擾強(qiáng)度,這也對(duì)其他景觀類型造成了負(fù)面影響,耕地、林地、草地、水域等景觀類型斑塊破碎日益嚴(yán)重,景觀類型內(nèi)部的穩(wěn)定性減弱,景觀脆弱度上升。

從東海北部海灣和南部海灣來看,圖8分別為東海北部海灣和南部海灣景觀脆弱度與景觀人工干擾強(qiáng)度的相關(guān)性擬合圖,由于杭州灣經(jīng)濟(jì)活動(dòng)最為強(qiáng)烈、人類活動(dòng)強(qiáng)度遠(yuǎn)大于其他海灣,也加大了北部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度與景觀脆弱度。南北海灣景觀人工干擾強(qiáng)度與景觀脆弱度兩者擬合度較高,分別為0.7644、0.8632,也表明景觀脆弱度與景觀人工干擾度間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系,且南部海灣景觀脆弱度與人工干擾度之間的擬合度大于北部海灣。北部海灣開發(fā)歷史雖小于南部海灣,在南部海灣經(jīng)濟(jì)開發(fā)方式與程度趨于成熟下,北部海灣開發(fā)速率逐漸加快,甚至趕超南部海灣。而在海灣開發(fā)形式以圍填海作為新增土地主要來源時(shí),人類活動(dòng)對(duì)景觀類型的影響加深,海灣景觀破碎度隨景觀人工干擾強(qiáng)度的增大而上升。

圖8 東海北部和南部海灣景觀脆弱度與景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)相關(guān)性Fig.8 Correlation between the landscape vulnerability and landscape human active interference index(LHAI) in the northern and southern bay of the East China Sea

具體到東海各海灣景觀脆弱度指數(shù)與人工干擾度指數(shù)的相關(guān)性(表4),可以發(fā)現(xiàn)湄洲灣景觀脆弱度指數(shù)與人工干擾度指數(shù)的相關(guān)性最大,為0.9542,其次為泉州灣、廈門灣和杭州灣,相關(guān)系數(shù)為0.9304、0.8947、0.8756。此外三門灣、樂清灣和羅源灣的相關(guān)系數(shù)也呈較為顯著的正相關(guān)關(guān)系,分別為0.6203、0.5220、0.5089。這些海灣的相關(guān)系數(shù)都大于0.5,表明其景觀脆弱度指數(shù)隨著景觀人工干擾強(qiáng)度指數(shù)的增加而上升,兩者存在顯著的正相關(guān)關(guān)系。臺(tái)州灣景觀脆弱度與人工干擾強(qiáng)度相關(guān)性最低,為0.1417,表明兩者之間聯(lián)系較弱,興化灣、溫州灣、三沙灣和象山港的相關(guān)系數(shù)也都小于0.5,景觀脆弱度與人工干擾強(qiáng)度不存在明顯的正相關(guān)關(guān)系。景觀脆弱度的加深不僅僅受到圍填?；顒?dòng)的影響,景觀干擾因子也趨于多樣化,如城市擴(kuò)張、環(huán)境污染等。

4 結(jié)論

文章在東海區(qū)12個(gè)主要海灣景觀格局變化基礎(chǔ)上,評(píng)價(jià)了海灣景觀生態(tài)脆弱度和人工干擾強(qiáng)度,分析其時(shí)空變化特征,并探討了海灣景觀對(duì)圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度的響應(yīng)程度。主要結(jié)論為：

表4東海海灣景觀脆弱度與人工干擾強(qiáng)度指數(shù)相關(guān)性

Table4Correlationbetweenlandscapevulnerabilityandlandscapehumanactiveinterferenceindex(LHAI)inthebayoftheEastChinaSea

北部海灣Northern bayR2南部海灣Southern bayR2杭州灣Hangzhou Bay0.8756三沙灣Sansha Bay0.4168象山港Xiangshan port0.4965羅源灣Luoyuan Bay0.5089三門灣Sanmen Bay0.6203興化灣Xinghua Bay0.2865臺(tái)州灣Taizhou Bay0.1417湄洲灣Meizhou Bay0.9542樂清灣Yueqing Bay0.5220泉州灣Quanzhou Bay0.9304溫州灣Wenzhou Bay0.4128廈門灣Xiamen Bay0.8947

(1)東海海灣景觀脆弱度等級(jí)上升,高等級(jí)脆弱區(qū)面積擴(kuò)大。北部海灣中,較高脆弱區(qū)和高脆弱區(qū)面積大幅增長(zhǎng),中脆弱區(qū)為其主導(dǎo)脆弱區(qū)類型。南部海灣中,1990—2000年間較低脆弱區(qū)為主導(dǎo)脆弱區(qū)類型,2005—2015年低脆弱區(qū)上升為主導(dǎo)類型,較高和高脆弱區(qū)面積呈上升趨勢(shì)?？臻g上,高等級(jí)脆弱區(qū)呈現(xiàn)出由城市到郊區(qū)、內(nèi)地到沿海、陸地到港口等方向擴(kuò)散的趨勢(shì),這也表明更需注重對(duì)高脆弱區(qū)景觀資源的合理開發(fā)與保護(hù)。

(2)東海海灣圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度呈加深趨勢(shì)。東海北部海灣中強(qiáng)度、較高強(qiáng)度和高強(qiáng)度區(qū)的景觀人工干擾強(qiáng)度面積不斷增加,而低強(qiáng)度和較低強(qiáng)度區(qū)則下降。北部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度空間分帶性顯著,從內(nèi)陸向河口周邊、沿海強(qiáng)度逐漸加深。南部海灣景觀人工干擾強(qiáng)度呈北低南高分布,各等級(jí)人工干擾強(qiáng)度區(qū)面積與北部海灣變化類似。減緩海灣圍填海開發(fā)利用強(qiáng)度,緩解經(jīng)濟(jì)開發(fā)與生態(tài)系統(tǒng)之間的矛盾迫在眉睫。

(3)東海海灣景觀變化對(duì)人類活動(dòng)響應(yīng)顯著。東海北部海灣景觀格局指數(shù)增加,表明研究區(qū)景觀趨于破碎化、多樣化、非均衡化。東海南部海灣的斑塊數(shù)量有所減少,其他景觀格局指數(shù)與景觀破碎度變化基本吻合,表現(xiàn)為先增后減。東海海灣景觀破碎度與景觀人工干擾強(qiáng)度間存在顯著正相關(guān)關(guān)系,南部海灣景觀脆弱度與人工干擾度之間的擬合度大于北部海灣。其中湄洲灣、泉州灣、廈門灣、杭州灣,三門灣、樂清灣和羅源灣的景觀脆弱度與人工干擾強(qiáng)度存在顯著的正相關(guān)關(guān)系,而臺(tái)州灣、興化灣、溫州灣、三沙灣和象山港景觀脆弱度與人工干擾強(qiáng)度相關(guān)性較低。