閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險評價

王方怡，張嘉誠，曹 彥,2，游巍斌，何東進

(1.福建農林大學林學院，福建 福州 350002；2.福建江夏學院金融學院，福建 福州 350108)

濕地被稱為“地球之腎”，是寶貴的自然資源和重要的生態系統，具有不可替代的綜合功能[1-2]。濱海濕地是濕地的一種類型，是陸地和海洋的交錯過渡地帶[3-4]。濱海濕地具有提供水源、補充地下水、抗洪防澇、抵御風暴等功能，對人類社會的持續發展有重要貢獻[5-6]。1979年，我國從美國東海岸引進互花米草，作為重要的生態工程材料使用[7]，取得了抗風防浪、保灘護岸、促淤造陸、固碳等生態和經濟效益，但另一方面互花米草破壞生物棲息環境、堵塞航道、影響海水交換能力，直接危及當地海岸生態系統，甚至對當地養殖業的經濟發展產生威脅，2003年被我國國家環?？偩至袨槭着?6種外來入侵物種[8]。近年來，互花米草在我國東部沿海濕地正以驚人的擴散速度入侵，已成為中國沿海灘涂地分布面積最廣的灘涂草本鹽沼植物[9]。黃河三角洲自然保護區互花米草的分布面積從2010年的62.6 hm2增至2015年的438.1 hm2，增幅近600%[10]。由此看來，亟需深入了解和評估互花米草入侵對濕地生態系統造成的危害。

互花米草入侵生態風險是指外來物種入侵發生、發展的可能性，以及給生態系統及其組分造成損失的可能性[11-12]。目前，關于互花米草入侵的研究多側重于互花米草發生、擴散的自然過程以及入侵后造成的損失，而往往忽略入侵的驅動力影響。研究區域主要集中在長江口上海崇明東灘、九段沙以及三角洲區域，江蘇中南部海岸，浙江杭州灣，廣西北海海岸，福建閩江口、漳江口、羅源灣地區[13]。閩東濱海濕地為福建省3個重要濱海濕地之一，是我國紅樹林天然分布的最北緣，生境地位極其特殊[14]，并且是福建省互花米草入侵最嚴重的地區。但當前對閩東濱海濕地的研究主要集中在生物學特性[15]、生態學特征[16]、對環境的影響[17]等方面，而針對互花米草生態風險評價方面的宏觀研究還未見報道。

鑒于此，本研究以閩東濱海濕地為研究對象，引入驅動力-壓力-狀態-影響-響應(driving force-pressure-state-impact-response，DPSIR)概念模型，結合遙感影像、野外實測數據及氣象數據、社會經濟統計資料，綜合評價互花米草入侵生態風險狀況，以期為閩東濱海濕地生態環境保護、經濟建設及環境管理之間的協調有序發展提供參考價值。

1 研究區概況與數據收集

1.1 研究區概況

福建省寧德市別稱閩東，位于福建省東北翼沿海，以寧德市霞浦縣(119°46′～120°26′E，26°25′～27°09′N)作為研究區域，全縣陸地面積1708.4km2，海域面積29592.6km2，其中灘涂面積218.5km2，海岸線長479.9km。該區氣候屬中亞熱帶海洋性季風氣候，兼具山地氣候、盆谷地氣候等多種氣候特點，光照充足，春夏雨熱同期，秋冬光溫互利；氣候濕潤，雨量充沛；年平均氣溫16～19℃。濱海灘涂由沙、粉砂質泥組成，但因山麓迫岸，且有短小山溪注入，故在近岸潮灘上多見數10m的砂礫堆積帶，從而形成特殊的“礫泥灘”，灘面上生長著稀疏的紅樹林和茂密的互花米草。

1.2 數據收集

統計數據主要來源于2006—2016年《霞浦縣統計年鑒》、霞浦縣林業局官網數據、福建省氣象站點監測資料、地理空間數據云、外業調查數據等，鹽度數據源自室內試驗結果。

2 研究方法

2.1 遙感影像處理

收集覆蓋2006、2011和2016年3期的遙感數據，采用福建省地質測繪院遙感中心提供的多源高分辨率衛星影像數據，其中2016年遙感影像數據有高分一號(GF-1)、天繪一號(TH-1)，2011年的為RapidEye影像數據，2006年的為谷歌影像(Google Earth)共23景作為影像數據源。由于互花米草生長在潮灘上，且生長季在6—10月，為滿足覆蓋解譯的要求，故收集潮灘低潮位、無云覆蓋、6—10月時段的影像。影像數據均為全彩色影像，空間分辨為2.00～8.53m。另外收集用于校正的底圖1∶10萬地形圖以及野外勘測GPS控制點。

首先對原始影像進行幾何精校正、影像配準、融合、鑲嵌及裁剪，然后通過現場野外考察9種類型的實物現狀，獲取衛星遙感影像解譯標志，利用Arcgis10.0軟件平臺對研究區影像進行目視解譯，數據矢量化后進行融合，消除破碎的斑塊，確保保留準確的有效信息，最后建立拓撲規則，修正3期影像數據的邊界，使得研究范圍保持一致，最終得到閩東濱海濕地2006、2011、2016年土地利用類型圖。計算得出分類的精度分別為89.74%、91.20%、92.33%，綜合前人的研究可知,當分類精度大于85%時，分類結果較好，因此本研究的遙感影像滿足要求。

由于存在著空間異質性和不同程度的干擾強度，不同地區之間的風險水平具有一定的差異，為保證風險評價工作的準確性，本研究把行政區的統計數分布在各單元格內，以建立空間數據庫，一方面能夠簡化不同來源數據的統計，另一方面可以提高計算結果和實際情況的符合程度。根據研究區面積大小及采樣工作量，采用3km×3km的正方形單元網格進行等間距采樣，共劃分291個風險小區，空間疊加分析方法計算研究區生態風險值，并將這些風險值賦予到每個小區的中心點。

2.2 驅動力-壓力-狀態-影響-響應模型

1993年，OECD[18]在PSR模型基礎上正式提出了DPSIR模型，并被歐洲環境局(European Environment Agency)所采用，將表征自然系統的評價指標從原來的3個擴展為驅動力、壓力、狀態、影響和響應5個部分[19]。DPSIR模型的理論框架為：在經濟發展、人口增多等潛在因子的驅動下，產生破壞和干擾生態系統的直接因素，對生態系統施加一定的壓力，促使自然環境狀態的改變，進而對環境系統產生各種影響，驅使人們做出響應以阻止、補償、改善或適應環境的變化[20]。該框架能在一定程度上揭示和深入剖析人與環境之間的因果關系，被廣泛應用于分析和評估人類和環境系統之間的相互作用的過程[21-25]。

模型中，驅動力是指促使互花米草入侵的潛在原因。結合濱海濕地互花米草入侵化影響因子的作用機理可知，社會經濟因素并不是直接作用于土地導致互花米草入侵的發生與擴散，而是作為一種驅動使得不合理的人為活動的產生。另外，自然環境因素，如氣溫、降水量等驅動互花米草在適宜的氣候定殖。壓力是指在驅動力的作用之后，直接干擾生態系統的各種因素。自然環境因素會引發惡劣的生態問題，如在全球變暖的大背景下，互花米草將逐漸向高緯度地區擴散，極端氣候變化、海平面上升，地形高程降低，可能增加互花米草相對競爭力，加速向高潮灘土著植物群落入侵。而人口、社會經濟的驅動會引起不合理的人為活動，圍墾和過度養殖是引起濱海濕地互花米草入侵的人為因子。狀態是指在壓力作用下濕地環境的變化狀況。在互花米草入侵的地區，最明顯的環境特征就是濱海濕地互花米草入侵化程度，此外，自然和社會環境變化也可反映其狀態。生態環境的狀態越差，其入侵化生態風險越高。影響是指互花米草入侵對生態系統的自然環境和社會經濟的影響。在入侵的過程中，必然會導致土地退化，對外界干擾的抵抗力及恢復力降低，進一步加大了入侵生態風險。另一方面，土地退化使土地生產力下降，造成農業減產，侵占養殖場的土地，造成漁業的損失。響應是人類為了預防、減輕或者消除不良的影響而采取的措施。如在互花米草防治的過程中提出化學、物理、生物方法控制互花米草入侵，治理互花米草的大力投入和產業結構調整都可消除和替代不利的入侵化驅動因素，從而防治互花米草入侵對生態環境造成損失的可能性。具體概念模型見圖1。

2.3 評價指標體系構建

建立的指標體系框架將評價指標分為3層。第1層是目標層，即閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險評價；第2層為評價項目層，分別為驅動力、壓力、狀態、影響、響應；第3層為指標層，即項目層每個指標的具體評價指標。通過大量文獻閱讀和實地調研，參考權威機構發布的指標體系和研究學者的研究成果[26]，篩選出16個具有代表性的指標(表1)，構建閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險評價的指標體系。

圖1 互花米草入侵生態風險評價概念模型

表1 互花米草入侵生態風險評價指標體系及權重

3 結果與分析

3.1 指標權重的確定

評價指標不同，其重要程度也不同。為將各個指標的重要性做出定量分配，需對各指標進行權重的確定。本研究采用SAATY[27]提出的層次分析法，量化了客觀判斷的定性分析，將人們的思維過程數學化、系統化，利用數值化的方式來消除不同指標帶來的差異，提高評價結果的科學性。層次分析法將復雜問題中的各個指標歸類為互相關聯的有序層，通過對客觀和實際的大概性判斷，定量化每個層次中每個因素對結果的影響程度，是一種新型、簡潔、實用的研究復雜系統的方法，已廣泛應用于安全科學和環境科學領域[28-29]。結合專家咨詢和專家打分的方法，通過向35位霞浦鹽田林業站、福鼎林業局、福建農林大學林學院等相關領域的專家、學者發放調查問卷的方式，評價各指標間的相對優先級。即按一定的標準將每一指標劃分為不同等級進行賦分，并對所得分值標準化，經過計算檢驗，問卷的矩陣一致性比率(consistencyratio,CR)均小于0.1，各矩陣均有較好的一致性，使用加權平均法[30-31]綜合計算各專家對各級指標的權重值(表1)。

3.2 評價指標等級劃分

本研究采用加權求和法獲得生態風險指數[32]。

式中:H為生態風險指數；Bi為第i參數的權重值；Wi為第i參數的標準化值。

評估數值僅是評估結果的體現，尚不能表達生態風險程度，因此，需要通過對數值限值進行界定，才能表達出生態風險狀況[33]。為此，本研究依據歷史資料、實地考察、借鑒國內外相關研究文獻中廣泛使用的標準和借助專家經驗，利用分位數對霞浦縣濱海濕地互花米草入侵生態風險進行等級劃分，分為5等級，分別為極低生態風險(0.0≤生態風險指數<0.2)、低生態風險(0.2≤生態風險指數<0.4)、中生態風險(0.4≤生態風險指數<0.6)、高生態風險(0.6≤生態風險指數<0.8)和極高生態風險(0.8≤生態風險指數≤1.0)。各評價指標對應的等級標準見表2。

表2 互花米草入侵生態風險各評價指標的各等級標準

3.3 生態風險評價結果

根據DPSIR評價模型，采用Arc GIS 10.0軟件空間分析的反距離權重法(inverse distance weighted，IDW)插值模塊對劃分等級后的入侵生態風險離散點進行插值，形成3期互花米草入侵生態風險綜合評價區劃圖(圖2)，分別對3期不同等級生態風險面積進行統計(表3)。

圖2 閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險綜合評價區劃圖

表3 閩東濱海濕地不同等級生態風險面積

結果表明，研究區域內各風險等級空間分布格局呈西北低東南高，中間高，四周低，高、極高生態風險于研究區東南部最顯著，中生態風險集中在中部區域，低、極低生態風險以西北部為主，從西北到東南分布特點大致為：極低生態風險、低生態風險、中生態風險、高生態風險、極高生態風險、中生態風險、低生態風險梯度。2006年極高生態風險區主要位于長春鎮西部、松港東部、下滸鎮北部、溪南鎮和沙江鎮的中部，在2011年蔓延至三沙鎮、鹽田畬族鄉、北壁鄉，2016年北壁鄉極高生態風險狀態消失；2006年高生態風險區主要位于三沙鎮、溪南鎮、下滸鎮、沙江鎮與長春鎮交界處，零星分布于牙城鎮、北壁鄉、鹽田畬族鄉、松港，2011年已擴散到鹽田畬族鄉與崇儒畬族鄉交界處，2016年則蔓延到牙城鎮，而鹽田畬族鄉與崇儒畬族鄉交界區域高生態風險狀態消失；中生態風險主要集中在牙城鎮、三沙鎮、松港東部、長春鎮、下滸鎮、北壁鄉、沙江鎮西部、溪南鎮邊緣地區；2006年低生態風險區主要位于牙城鎮、水門畬族鄉、松城街道、松港街道北部、長春鎮、北壁鄉、鹽田畬族鄉、崇儒畬族鄉南部，零星分布于下滸鎮、三沙鎮、柏洋鄉，2011年在鹽田畬族鄉和水門畬族鄉進一步擴散；2006年極低生態風險區主要位于柏洋鄉大部分區域、崇儒畬族鄉和鹽田畬族鄉的北部、水門畬族鄉西部，2011年鹽田畬族鄉極低生態風險狀態消失。極高、高風險區主要集聚在人口較多、社會經濟相對發達的“兩洋三灣”(東吾洋、官井洋，三沙灣、福寧灣、牙城灣)沿岸地帶，極低、低風險區主要集聚在以山地、丘陵為主的西北部。

2006—2016年研究區互花米草的入侵增強，但后5 a呈現減緩的趨勢。主要表現為：極高生態風險面積不斷增加，2006—2011年間急劇增加了11 725.08 hm2，2011—2016年間共增加了857.92 hm2，10 a增加量達12 583.00 hm2；高生態風險區面積趨于減少，變化量相對較少，10 a共減少了2 509.92 hm2；中生態風險區范圍呈現擴大的趨勢，面積共增加了4 433.04 hm2；低生態風險分布面積比例最大，10 a面積先大幅度減少5 593.50 hm2，后增加990.23 hm2，共減少4 603.28 hm2；極低生態風險面積不斷減少，2006—2011年面積減少5 944.22 hm2，2011—2016年面積減少3 967.98 hm2，10 a面積減少9 912.20 hm2?？梢?，在整個研究期間，研究區生態風險格局無明顯變化，但不同等級的風險區面積變化存在明顯差異，中風險和極高風險區范圍不斷擴張，極低風險和高風險區面積則逐年減少。

從不同生態風險等級之間面積相互轉化上看，各生態風險等級主要向鄰近的風險等級轉化。在整個研究期間，高風險和極高風險區面積比重由21.55%增加至26.50%又減至26.30%，而中等風險區面積上升，這表明研究區的入侵生態風險得到有效遏制，濱海生態環境有所改善。但極低風險向低風險轉化，低風險向中風險區轉化的趨勢也很明顯，反映出這10 a研究區互花米草潛在的入侵生態風險在加劇，沿海區域入侵生態風險形勢依然很嚴峻。

3 結論與討論

2006—2016年間互花米草入侵生態風險時空格局變化不大，呈現一定的規律性。高風險區主要集中在溪南鎮、松港東部、下滸鎮和長春鎮的西部、沙江鎮和三沙鎮的中部。低風險區主要分布在柏洋鄉、崇儒畬族鄉、水門畬族鄉、松城、牙城鎮西部，松港和鹽田畬族鄉的北部。

在整個研究期間，閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險等級提高，但后5 a風險增加速度減緩，斑塊相對集中。極高生態風險面積不斷增加，10 a共增加12 583.00 hm2；高生態風險面積則不斷減少，共減少2 509.92 hm2；中生態風險面積10 a共增加4 433.04 hm2；低生態風險分布面積比例最大，面積先減少5 593.50 hm2后增加990.23 hm2，共減少4 603.28 hm2；極低生態風險面積不斷減少，10 a面積變化為9 912.20 hm2。

閩東濱海濕地互花米草入侵生態風險時空分布與產業結構、人類活動和治理投入密切相關。因此，優化區域產業結構，避免不合理的沿海資源利用開發方式和人為擾動，積極落實互花米草的防控和治理，可有效防范研究區互花米草入侵生態風險，維持濱海濕地生態系統穩定性。

至今，我國的生態風險評價研究尚處于初始階段，統一、權威、公認的生態風險評價流程準則還未出臺，學者多以有害生物風險分析作為理論研究基礎[34]。同時，對濕地互花米草入侵生態風險評價指標的研究還停留在概念性的設想和建議或簡單的定量化階段，評價體系還有待進一步完善。本研究中生態風險評價指標權重確定的方法為主觀性較強的層次分析法，在今后的研究中可選擇相對客觀的評價指標方法，如灰色關聯、突變級數等。此外，在指標的選擇上，不同因子層的指標選擇存在部分的重合，如社會經濟指標、土地墾殖率、土地養殖率與農漁牧業生產總值之間有明顯的相似性，未來研究中所選擇的指標可盡量區分度明顯，以反映出不同的問題。隨著人類與生態環境之間相互聯系、相互依存、相互滲透的關系日益密切，評價指標所涉及的范圍和尺度也亟需擴大[35]，濕地互花米草入侵生態風險評價指標必將包括生態、社會、經濟等綜合指標，以準確反映多壓力、多尺度、復雜的濕地生態系統。

互花米草入侵生態風險的空間分布格局受海拔、鹽度等自然因素的誘導及人為因素的影響較大。高、極高生態風險在研究區的東南部內海分布范圍最廣，該區土壤、水分、地形環境以及氣候環境相對適宜互花米草的生長，且港灣眾多，在經濟利益的驅使下，水域、潮間裸灘遭大規模圍墾和養殖，天然濕地面積大幅減少，生態系統的穩定性被打破，致使互花米草入侵的機率增高。中生態風險主要集中在中部，該區域地勢復雜多樣，丘陵與低山、平原與盆谷錯綜其間，適宜海灘潮間帶生長的互花米草較難入侵該地，因此，中部地區可能是限制互花米草擴張的緩沖區。低、極低生態風險集中于西北地區，西北地區峰巒聳峙，水分、土壤肥力等條件惡劣，其自然驅動力因子較弱，且人口密度較低，人類活動不頻繁，該地區不易存在入侵生態風險。該結論與國內眾多學者的相關研究結果基本一致，蘇少川等[1]、林立等[2]、劉明月[10]、歐文霞[36]認為除自然環境對互花米草分布產生影響之外，人類活動對互花米草動態變化影響亦較大，主要表現為人口因素、產業結構調整、養殖池擴張、圍墾基建占用，只要人類活動壓力解除或減弱，生態系統尚能自我恢復。由此可見，需可持續開發利用沿海資源，建立濱海濕地保護區，實現對耕地、裸灘、紅樹林群落景觀類型的保護，維持濕地生態系統的穩定。其次，應加快閩東濱海濕地經濟產業的轉移，加強發展第三產業，減少對第一產業的依賴。

治理互花米草是一個持久性、全面性的工程，霞浦縣通過采用物理、化學、生物防治的方法有效遏制了互花米草的蔓延，其中物理防治采用機械化處理，挖掘機作業除草；化學方法借鑒福建興華農林高新技術研究所研制的“灘涂米草除控制”防治，效果達98%；生物防治采用種植秋茄抑制互花米草入侵。通過積極治理研究區互花米草入侵的高風險區，使減緩互花米草入侵速度，降低入侵生態風險達到一定成效。劉明月[10]、侯棟梁等[15]、張麗平等[37-38]的研究也證實了采取措施對互花米草進行防控可達到較好的效果。因此，建議研究區充分考慮地區特色，因地制宜地開展治理和防控，探索切實可行、科學的治理方式，降低互花米草的入侵危害。