海岸工程及生物入侵对上海南汇东滩海岸带格局演变的影响

张婷玉, 袁 琳,2,3, 张 超, 李 阳, 赵志远,史宇骁, 张利权, 顾靖华

（1. 华东师范大学 河口海岸学国家重点实验室 蓝碳科学与技术研究中心, 上海 200241;2. 崇明生态研究院, 上海 202162; 3. 长江三角洲河口湿地生态系统教育部/上海市野外科学观测研究站,上海 202162; 4. 华东师范大学 地理科学学院, 上海 200241）

0 引言

全球一半以上的人口和四分之三的国际大都市分布在沿海60 km的范围, 海岸带成为人口密集、经济繁荣的重要区域[1-2]. 此外, 因其独特的地理位置, 海岸带沿岸还分布着广袤的湿地资源, 在气候调节、污染物降解和提供动植物栖息地等方面发挥着不可替代的生态服务功能, 在社会经济、城市发展、环境保护等方面具有十分重要的意义[3]. 然而, 自20世纪以来, 在海岸圈围、水产养殖、城市化建设、生物入侵、泥沙沉积量减少、海平面上升和风暴潮等人类活动和自然因素的共同影响下, 全球的海岸带湿地面临退化和丧失的威胁, 严重影响了海岸带生态系统的稳定性和可持续发展. 在过去一百年间, 全球湿地面积减少50%以上, 重金属污染、生物多样性降低、鸟类栖息地减少、生态格局快速演变等生态问题尤为突出[4-6].

生态系统格局的时空变化特征可反映人类活动与自然因素对生态系统的影响, 是了解生态系统历史变化的有效途径[7]. 开展海岸带格局变化研究, 不仅有助于了解海岸带生态系统演变过程, 而且对于实施海岸带的保护修复和可持续发展具有重要意义[8]. 目前国内外有关海岸带格局演变过程的研究主要是通过遥感解译的方法, 获得海岸带格局变化的特征数据, 进而分析在气候变化和人类活动等不同因素影响下海岸带土地利用的变化特点及生态格局特征[9-11]. 例如, Zhu等[12]利用SPOT (systeme probatoire d’observation de la terre)系列遥感影像量化了1987—2012年海岸圈围对长江口海岸线的影响, Laengner等[13]利用长时序 (1986—2010年) Landsat遥感影像分析了欧洲海岸带盐沼的分布及面积变化, Hu等[14]利用Sentinel-1系列遥感影像分析了中国海岸带滩涂盐沼外来物种互花米草分布情况. 尽管遥感技术已被广泛地用于海岸带监测及动态变化研究, 但研究范围主要集中在滨海的盐沼植被区和近海内陆. 对于海岸带生态系统中间歇性淹水的淤泥质海滩和浅水区域, 则主要采用野外观测水深及海图数据分析等方法[15]. 将遥感数据和海图数据结合, 全面分析海岸工程和外来物种入侵对海岸带盐沼植被和淤泥质海滩整体格局时空演变的影响, 进而提出海岸带综合保护修复建议的研究尚不多见.

上海南汇东滩位于长江口的东南角, 是长江口典型的海岸带生态系统, 是亚太地区候鸟迁徙路上重要的停歇觅食地, 具有十分重要的生态保护价值[16]. 与此同时, 南汇东滩也是上海城市经济开发的重要区域[12]. 自20世纪90年代以来, 上海南汇东滩通过大面积的海岸圈围工程, 为上海提供大量新生土地, 是上海经济社会和城市发展的重要保障[17]. 出于促淤护岸的目的, 20世纪90年代和2005—2015年, 南汇东滩通过在海堤沿岸人工种植外来物种互花米草 (Spartina alterniflora) 实施了生物促淤工程[18]. 自2013年起, 实施了面积达14.9 km2的海岸硬质促淤工程, 在南汇东滩北部修筑了8个向海延伸的丁坝[19]. 从历史沿革来看, 海岸工程和互花米草入侵是影响南汇东滩的海岸带格局演变的两大主要因素.

本研究以上海南汇东滩海岸带生态系统为典型研究区, 通过遥感解译、海图数字化等方法获得近20年 (2000—2020年) 南汇东滩海岸带的时空分布, 采用野外现场调查的方法对已获得的数据进行验证校对, 基于已获得的海岸带时空分布格局, 探究了以海岸圈围工程和海岸促淤工程 (硬质促淤工程和生物促淤工程) 为代表的海岸工程及生物入侵对海岸带格局演变产生的影响, 以期为海岸带生态系统的结构优化、保护修护和可持续利用提供科学依据.

1 研究地点

南汇东滩 (30°50′04″ N ～ 31°06′47″ N, 121°50′50″ E ～ 121°51′40″ E) 位于长江口与杭州湾之间,毗邻东海大桥, 是上海通向沿海各大岛屿的重要“门户”. 它地处北亚热带南缘, 属于季风性气候, 四季分明, 夏季高温多雨, 冬季温和湿润, 年均气温15 ～ 16℃, 年均降雨量约为1061.9 mm[20]. 受长江上游所携带的丰富泥沙资源的影响, 南汇东滩沿岸自然滩涂处于不断淤涨状态, 潮间盐水沼泽有规律地分布, 自陆向海依次为芦苇 (Phragmites australis)、互花米草 (S. alterniflora)、海三棱藨草 (Scirpus mariquete)[16]. 作为亚太地区候鸟迁徙路线上重要的停歇觅食地, 每年有数十万只水鸟, 包括小天鹅(Cygnus columbianus)、白鹤 (Grus leucogeranus)、黑嘴鸥 (Larus saundersi) 等具有国际保护意义的濒危物种迁徙途径于此[21].

20世纪90年代以来, 为解决日益加剧的人地矛盾, 南汇东滩成为上海实施海岸圈围的重点区域,通过海岸圈围新增陆地达120 km2[17]. 最近一次的大规模海岸圈围工程自2002年开始, 至2005年完工, 共圈围造地达105.8 km2[17]. 自2013年以来, 为促进南汇东滩的泥沙淤积和滩涂发育, 实施了海岸硬质促淤工程, 南汇东滩采用混凝土和透水岩石建造了“T”形促淤堤, 拦截水流中的沉积物, 并通过改变局部区域水动力, 促进泥沙在促淤区沉淀, 从而实现滩涂向海淤涨[19]. 该工程在南汇东滩北部约14.9 km2区域圈围 (为无潮汐影响的沼泽湿地) , 其余部分仍为受潮汐周期影响的自然滩涂 (图1)[19].

图1 南汇东滩地理位置、海岸工程和野外验证点Fig. 1 The location, coastal engineering, and verification point in Nanhui Dongtan

20世纪90年代和2005—2010年, 为达到消浪缓流、保滩护岸的目的, 通过人为引种互花米草的方式在南汇东滩实施了生物促淤工程. 该工程在海堤到促淤堤约100 m范围内种植互花米草, 期望借助互花米草植株粗壮和根系繁茂的特性, 在互花米草根系周围营造缓流环境, 促进泥沙在植物生长区域淤积[22]. 然而生物促淤工程实施后, 随着互花米草的定居和扩散, 形成了大面积的单种优势植被群落, 对本土的盐沼植被芦苇和海三棱藨草的生长产生严重影响[23].

本研究中南汇东滩海岸带的范围: 以2000年南汇东滩海堤为西边界, 浦东机场南侧为北边界, 芦潮港码头为南边界, 2020年南汇东滩淤泥质海滩 (0 m以上) 为东边界 (图1).

2 研究方法

本文采用的研究方法包括野外调查、遥感影像处理和海图资料处理 (图2).

图2 技术流程Fig. 2 Technical flow chart

2.1 野外调查

为提高分类准确性, 特别是所选取的样本是否具有典型性、代表性, 于2019年6月在南汇东滩进行野外调查. 通过手持GPS对南汇东滩不同土地利用情况进行定位并记录, 为后续解译工作提供训练样本. 通过以往野外调查结果验证2000—2015年南汇东滩分类情况, 并于2020年9月再次进行野外考察, 对已获得的2020年南汇东滩分类结果进行验证. 通过手持GPS对典型地物类型进行定位,并与初步分类结果和不同土地利用类型的边界进行比对查验, 以及对后续的解译结果进行精度验证.记录的野外验证点共80个 (图1), 其中近海与海岸湿地25个, 内陆湿地20个, 人工湿地20个, 非湿地15个. 对难以获取准确资料的潮间盐水沼泽, 采用无人机低空航拍进行资料收集.

2.2 遥感数据解译及分析

本研究采用的遥感影像数据是通过美国地质调查局的地球资源观测与科学中心 (https://www.usgs.gov/centers/eros) 下载的美国陆地资源卫星Landsat系列 (空间分别率为30 m)数据. 为提高解译的准确性, 选择处于植被生长季、少云且低潮期的影像, 具体为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景遥感影像. 利用ENVI 5.1软件Radiometric Calibration、Atmospheric Correction Module等模块对遥感影像进行辐射标定和大气校正, 完成遥感影像的预处理[9].

依据《湿地公约》[6]及《土地利用分布现状》 (GB/T 21010—2017)[11], 并按照纸质海图的理论深度基准面, 将海岸带生态系统的地物类型分为近海与海岸湿地 (包括淤泥质海滩和潮间盐水沼泽)、内陆湿地 (草本沼泽)、人工湿地 (包括库塘和水稻田)、农田和建设用地, 共7类.

在此基础上, 基于野外调查时选取的7类地物类型训练样本的特征光谱, 建立解译标志 (图3(b)).然后, 基于不同的波段组合, 精准提取地物类型信息 (图3(a)), 并采用最大似然法进行解译, 获得2000—2020年南汇东滩地物类型的解译结果.

图3 南汇东滩不同地物类型解译特征 (以2020年影像为例)Fig. 3 Different surface features for interpretation in Nanhui Dongtan (Year 2020 image used as an example)

为验证分类结果的准确性, 采用混淆矩阵对图像进行精度评定[24], 并选取总体分类精度 (overall accuracy) 和Kappa系数这两个指标来评价南汇东滩地物类型的分类精度. 再结合野外调查结果、无人机航拍结果和历史资料, 对监督分类结果进行人工矫正后, 得到南汇东滩的地物类型分类图. 矫正后的分类结果经混淆矩阵检验, 总体精度均为90%以上 (表1) .

表1 南汇东滩地物类型解译结果精度Tab. 1 Accuracy of surface feature interpretation for Nanhui Dongtan

对已获得的南汇东滩的地物类型解译结果, 利用ArcGIS 10.3 (Esri公司) 软件勾绘出潮间盐水沼泽前沿的变化, 并统计2000—2020年南汇东滩不同地物类型的面积, 进一步获得潮间盐水沼泽面积的年变化率, 以及互花米草面积占潮间盐水沼泽面积的比例变化.

2.3 海图数字化及分析

利用2000年、2005年、2010年、2015年和2020年长江口海图, 系统分析南汇东滩淤泥质海滩(0 m以上) 的演变情况. 首先通过ArcGIS10.3软件对海图资料进行数字化, 将不同时期的水深数据校正到统一的背景WGS 1984 UTM Zone 51N坐标系与理论深度基准面. 随后采用Kriging插值方法构建南汇东滩区域不同时期的数字高程模型 (digital elevation model, DEM), 提取研究区0 m等深线[25],再将得到的0 m等深线与已获取的南汇东滩地物类型解译结果进行叠加分析及校正, 统计出不同时期南汇东滩淤泥质海滩 (0 m以上) 的分布面积.

3 结果与分析

3.1 近20年南汇东滩海岸带的格局演变

2000年, 南汇东滩的海岸带生态系统以近海与海岸湿地为主 (图4), 其中淤泥质海滩 (0 m以上)和潮间盐水沼泽的面积分别为10969.8 hm2和3948.2 hm2, 各占近海海岸湿地面积的73.5%和26.5%(表2).

表2 2000—2020年南汇东滩海岸带不同地物类型的面积Tab. 2 Area of different land cover in the Nanhui Dongtan coastal zone from 2000 to 2020

图4 2000—2020年南汇东滩海岸带不同地物类型的分布格局Fig. 4 Patern of different land cover for the Nanhui Dongtan coastal zone from 2000 to 2020

在2000—2005年南汇东滩实施了海岸圈围工程后, 除原有的近海海岸湿地外, 因受人类利用方式的影响, 在圈围区内形成了沼泽湿地、库塘、农田和建设用地4种不同的地物类型, 面积分别为4066.2 hm2、5152.6 hm2、1438.2 hm2和688.4 hm2, 海岸带格局呈现多样化、复杂化的特点. 由于高潮滩潮间带盐水沼泽被圈围, 导致潮间盐水沼泽面积骤减为0 hm2, 整个近海海岸湿地仅存淤泥质海滩(0 m以上) 3023.3 hm2.

2005—2015年, 南汇东滩未实施任何海岸工程, 因而伴随着滩涂的自然淤涨, 近海与海岸湿地的盐沼植被和光滩均向海推进, 面积出现持续的增长, 其中淤泥质海滩 (0 m以上) 面积的增长速率(343.6 hm2/a) 明显高于潮间盐水沼泽面积的增长速率 (63.3 hm2/a). 至2015年, 0 m以上滩涂的面积为6159.6 hm2, 潮间盐水沼泽面积为632.9 hm2, 为2000年未实施围垦的55%和 16%. 海堤内的内陆湿地受人类开发利用影响, 面积明显减少, 约有1739.4 hm2的沼泽湿地、3209.2 hm2的库塘转变为农田等非湿地, 保留的内陆湿地面积 (2326.8 hm2) 仅为2005年的57%.

2015—2020年, 南汇东滩实施了海岸硬质促淤工程, 显著加速了自然滩涂的淤涨和近海海岸湿地的发育. 至2020年, 淤泥质海滩 (0 m 以上) 面积增加到8643.7 hm2, 是2015年 (刚完成海岸硬质促淤工程) 的1.4倍; 潮间盐水沼泽面积也增加到5211.6 hm2, 超过2000年 (圈围前) 的面积, 是2015年潮间盐水沼泽面积的8倍. 受南汇东滩北部1490 hm2自然滩涂圈围和海堤内土地利用方式的影响,草本沼泽面积2020年比2015年增加了1005.4 hm2, 库塘面积增加了1510.5 hm2, 水稻田面积减少了1233.8 hm2, 农田和建设用地则继续保持稳定增长 (面积分别为1272.2 hm2和1989.9 hm2) (表2).

3.2 海岸工程对海岸带格局的影响分析

3.2.1 海岸圈围工程对海岸带格局的影响

2000—2005年, 海岸圈围工程导致南汇东滩近海与海岸湿地面积减少了11894.7 hm2(表2). 尤其是潮间盐水沼泽, 到2005年圈围工程结束时, 其面积为0. 被圈围的近海与海岸湿地转变为草本沼泽、库塘等其他土地利用类型 (图4). 在海岸圈围初期 (2005—2010年), 受河口泥沙淤积作用的影响,淤泥质海滩 (0 m以上) 以320.5 hm2/a的速率向海推移, 潮间盐水沼泽扩散速率也达到110.9 hm2/a.2010—2015年, 淤泥质海滩 (0 m以上) 虽呈现持续淤涨的趋势, 但淤积速率减少为286.8 hm2/a, 部分岸段甚至出现侵蚀, 盐沼则保持稳定的、缓慢的增长趋势 (15.7 hm2/a). 此外, 从图5还可以看出,圈围后 (2010—2015年) , 南汇东滩潮间盐水沼泽的向海推进速率 (15.7 hm2/a)明显慢于淤泥质海滩的 (286.8 hm2/a) (图5(b)).

图5 南汇东滩近海与海岸湿地前沿变化Fig. 5 Changes in of the coastal wetland front in Nanhui Dongtan

3.2.2 海岸促淤工程对海岸带格局的影响

从图5可以看出, 海岸硬质促淤工程显著促进了南汇东滩近海与海岸湿地的发育和面积的增加,工程后近海与海岸湿地面积达到工程前的2倍 (表2). 受促淤堤促淤留沙的影响, 淤泥质海滩 (0 m以上) 以516.9 hm2/a的淤积速率快速向海推进 (图5(a)), 是海岸硬质促淤工程实施前该地区的自然淤涨速率的1.8倍, 也是南侧未实施海岸硬质促淤工程的自然滩涂淤泥质海滩 (0 m以上) 淤积速率(95 hm2/a) 的5.4倍. 随着淤泥质海滩滩涂的发育, 潮间盐水沼泽也表现出快速向海推进的态势 (图5(b)).2015—2020年间, 盐沼植被面积增加了4578.7 hm2, 增长速率为915.7 hm2/a, 是非促淤区的潮间盐水沼泽自然扩散速率的13.9倍. 可见, 海岸硬质促淤工程实施后极大地促进了泥沙淤积, 从而促进了淤泥质海滩 (0 m以上) 和潮间盐水沼泽的快速发育.

从图6可以看出, 生物促淤工程的主要影响区域是近岸的种青促淤区. 随着互花米草种植后的定植和扩散, 2000年时 (种植3年后), 促淤区内盐沼植被面积约2716.7 hm2, 占潮间盐水沼泽面积的68.8%. 2005—2015年, 再次实施互花米草生物促淤工程后, 南汇东滩促淤区内盐沼植被面积在2015年增长至341.2 hm2, 占潮间盐水沼泽面积的53.9%, 潮间盐水沼泽向海分布最宽达到1100 m, 盐沼植被面积的年增长速率为15.7 hm2/a, 但显著低于海岸硬质促淤工程的促淤速率.

图6 2000—2020年南汇东滩盐沼分布格局Fig. 6 Distribution pattern of salt marshes in Nanhui Dongtan from 2000 to 2020

3.3 生物入侵对海岸带格局的影响分析

互花米草在20世纪90年代末多次被种植于南汇东滩, 在此之前, 潮间盐水沼泽随滩涂高程增加的空间分布格局是“光滩—海三棱藨草种群—芦苇种群” (图6). 本地盐沼植物芦苇主要分布于高潮滩, 面积为1125 hm2; 海三棱藨草作为滩涂先锋植物主要分布于植被带前沿, 面积为844.6 hm2(图7).到2000年, 互花米草占据了潮间盐水沼泽面积的50.1% (1978.5 hm2), 广泛分布于南汇东滩的中高潮滩 (图6), 是南汇东滩自然滩涂分布面积最大的盐沼植被类型, 形成“光滩—海三棱藨草群落—互花米草群落—芦苇群落”的新格局, 甚至部分区域本地物种芦苇已被互花米草完全取代, 形成“光滩—海三棱藨草群落—互花米草群落”的格局 (图6).

图7 2000—2020年南汇东滩盐沼植被面积变化Fig. 7 Salt marsh area changes in Nanhui Dongtan from 2000 to 2020

2005年, 海岸圈围工程刚完成时, 高潮滩的盐沼植被已被全部圈围, 互花米草群落面积减少至0.之后, 互花米草再次被引种至南汇东滩并快速扩散, 到2015年, 其面积增加至311.2 hm2, 占总面积的49.2%, 明显高于本地物种芦苇 (77.8 hm2) 和海三棱藨草 (191.4 hm2) 的面积. 其年增长速率 (31.1 hm2/a)也显著高于本地物种芦苇 (9.05 hm2/a) 和海三棱藨草 (23.1 hm2/a), 再次成为南汇东滩自然滩涂分布面积最大的盐沼植被.

2015—2020年, 受海岸促淤工程影响, 潮间盐沼植物芦苇、海三棱藨草和互花米草种群面积均快速增加 (图6), 但互花米草群落的扩散速率 (525.6 hm2/a) 远高于芦苇群落 (29.7 hm2/a) 和海三棱藨草种群 (360.4 hm2/a) 的扩散速率. 至2020年, 互花米草种群面积已占南汇东滩潮间盐水沼泽总面积的56.4%, 大大挤压了本地物种的分布 (图7).

4 讨论

4.1 海岸圈围工程对海岸带格局演变的影响

在人口稠密、经济繁荣的海岸带地区, 常常通过海岸圈围工程来缓解日益突出的人地矛盾[16]. 然而大量的研究也表明, 海岸圈围工程会直接导致近海与海岸湿地的丧失, 从而导致海岸带栖息地的退化, 并对依赖其生存的多种生物产生严重影响[26-27]. 以长江口为例, 1985—2015年, 海岸圈围工程实施后圈围土地面积累计达1077 km2, 导致长江河口滩涂总面积减少了36%, 盐沼植被面积减少了38%[28].南汇东滩是长江口实施海岸圈围的重点区域, 从本研究的结果可以看出, 2000—2005年, 海岸圈围工程累计圈围近海与海岸湿地11894.7 hm2, 对高潮滩的盐沼植被的影响最为明显, 导致盐沼植被面积迅速下降. 已有研究表明, 海岸圈围工程实施后, 由于近海海岸湿地面积的减少, 水鸟栖息地受到破坏, 鸟类种类与数量明显下降, 生物多样性降低, 海岸带生态系统生态服务功能下降[11,29-30]. 与此同时,已圈围区由于失去潮汐作用, 水文条件的变化导致土壤理化性质发生改变, 进而导致大型底栖动物栖息环境出现恶化趋势, 其数量比自然滩涂明显减少[26]. 本研究中, 尽管南汇东滩位于长江口, 在河口泥沙淤积的作用下, 实施海岸圈围工程后, 近海与海岸湿地可以缓慢恢复, 但恢复速率是有限的. 经过十年的自然恢复, 近海与海岸湿地的面积有所增加, 但仅达到海岸圈围前的45%. 此外, 盐沼植被的恢复速率 (15.7 hm2/a) 明显低于滩涂的淤涨速率 (286.8 hm2/a), 这表明盐沼的修复相对滩涂淤涨存在明显的滞后效应, 需要更长的时间. 由此可见, 一旦海岸带湿地被圈围后, 若想恢复到海岸圈围前的水平需要花费更大的代价. 作为水鸟重要觅食地, 近海与海岸湿地是内陆湿地无法替代的, 为保护海岸带生态系统多种重要的生态服务功能, 我国在2018年提出禁止具有商业性质的海岸圈围活动, 这一政策的实施在保护海洋生态系统、保护生物多样性和重要生物栖息地等方面具有重要意义[31].

海岸圈围工程实施后, 随着人类对圈围土地的开放和利用, 海岸带的格局常呈现出类型逐渐多样且以人工类型为主的发展趋势. 以美国路易斯安那州为例, 自1932年以来, 在城市与环境的科学发展中, 通过对沿海湿地实施大面积海岸圈围并进行综合性开发, 逐渐形成了自然湿地、农业用地与城市用地多种类型共存的局面[32]. 本研究中, 随着南汇东滩对已圈围土地的开发和利用, 圈围区土地利用类型种类增加, 与农业及城市化发展相关的水稻田、农田和建设用地面积也逐渐增加. 此外也有研究表明, 海岸圈围后的土地, 通过保留部分水面、促进沉水植物发育和维持适宜的挺水植物密度等, 可以为鸟类提供补充栖息地[33]. 本研究中, 南汇东滩海岸圈围工程结束后, 大量被圈围的近海海岸湿地并未立即进行开发利用, 而是作为内陆湿地 (草本沼泽) 和人工湿地 (水稻田和库塘) 被保留下来, 进而成为高潮期的水鸟停歇地, 发挥了水鸟补充栖息地的重要作用. 在美国, 在水鸟迁徙期间通过对水稻田补水, 形成临时湿地满足越冬水鸟和迁徙水鸟在迁徙期间对栖息地的需求[34]. 由此可见, 在城市建设与土地利用过程中, 在海岸带的陆地部分保留一定数量的内陆湿地与人工湿地, 发挥其在高潮期的补充栖息地作用, 这种生态补偿方式可有效缓解海岸带生态服务功能下降等问题.

4.2 海岸促淤工程对海岸带格局演变的影响

海岸促淤工程是一项有效促进近海与海岸湿地恢复的生态工程, 通常包括海岸硬质促淤工程和生物促淤工程两种类型[35]. 海岸硬质促淤工程通过促淤堤削弱水动力的同时促进沉积物在促淤区内淤积, 从而达到促进湿地发育、实现近海与海岸湿地快速恢复的目的[19]. 近年来, 国内外开展多种海岸硬质促淤工程来恢复受损严重的湿地资源. 例如, 美国路易斯安那州采取转移航道疏浚土到开阔水域和对密西西比河分流 (沉积物分流) 两种方式来促进湿地发育[36], 我国黄河口则通过扩大盐沼面积来促进泥沙淤积[37]. 本研究中, 硬质促淤工程和生物促淤工程在南汇东滩都有所应用. 结果表明, 海岸硬质促淤工程完成后, 加快了淤泥质海滩的淤积和向海推进, 短短的5年间, 近海与海岸湿地面积增加了2584.1 hm2, 已恢复至2000年的93%, 是不实施硬质促淤工程恢复速率的4.7倍. 随着淤泥质海滩的发育, 盐沼植被也快速扩散, 面积增加4578.7 hm2, 逐渐形成了“光滩—海三棱藨草群落—互花米草/芦苇群落”的分布格局. 这些新增的近海湿地不仅可以作为多种水生生物的重要栖息地, 还可以进一步促进沉积物的沉淀, 成为抵抗自然灾害的缓冲区和生态屏障[38]. 海岸硬质促淤工程能够有效促进湿地发育, 恢复湿地面积, 这为国内外许多其他海岸带近海与海岸湿地恢复工作提供参考.

生物促淤工程则是通过种植湿地植被来抵御外界强大的水动力, 达到减小波能、缓流促淤、巩固滩涂的目的[22]. 互花米草作为一种具有强繁殖力、广适应性的盐沼植物, 在保滩护岸、缓流促淤方面发挥巨大优势, 在我国沿海地区一度作为生态工程师被广泛地应用于海岸生物促淤工程[18,39]. 已有研究表明, 互花米草在滩涂成功定居并扩散后将有效促进沉积物在植物根系周围15 ～ 25 cm处沉淀, 每年能够有效淤高20 cm, 显著高于本地物种芦苇 (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响区域是海堤到促淤堤约100 m范围, 互花米草种植后, 其在促淤堤内快速扩散,竞争排挤原有区域的本地物种芦苇和海三棱藨草, 面积达到2939.6 hm2, 导致促淤区在5年内形成了以互花米草为主的盐沼植被群落结构. 尽管互花米草的生长和扩散发挥了重要的拦截泥沙、减缓水流、促进淤积的作用, 但作为外来入侵物种, 互花米草除了对本地盐沼植物产生了竞争挤压, 还会威胁底栖生物、鱼类和鸟类的生境, 导致当地生物多样性降低[13-14,20]. 因此, 未来进行生物促淤工程时, 可以尽量选择本地盐沼植物进行种植, 以避免引种外来物种引起的负面影响.

4.3 生物入侵对海岸带格局演变的影响

生物入侵正普遍发生于世界各地, 越来越多的研究表明, 严重的生物入侵如今正改变着当地的群落组成和生态系统格局[41]. 互花米草原产于北美大西洋沿岸, 是入侵我国海岸带最严重的外来物种之一[42]. 虽然互花米草有一定的促淤护滩的效果, 但促淤范围有限, 比起对促淤的影响, 其对生态系统格局的影响更为明显, 也是本研究关注的重点. 已有研究表明, 互花米草以其突出的耐盐性和耐淹性, 一旦定居成功, 便开始快速扩张, 形成大面积植物群落, 导致沿海滩涂退化[43]. 国内外沿海滩涂广泛分布着互花米草, 如美国加利福尼亚州的旧金山河口[44]、我国的黄河河口[39]和长江河口[18]等地. 本研究中,南汇东滩自互花米草引入后, 近海与海岸湿地空间格局由“光滩—海三棱藨草群落—芦苇群落”转变为“光滩—海三棱藨草群落—互花米草群落—芦苇群落”, 甚至部分地区转变为“光滩—海三棱藨草群落—互花米草群落”, 互花米草在近岸高潮滩集中成片分布, 芦苇仅零星分布或是近岸高潮滩部分地区小面积分布. 在短短5年间, 互花米草已成为南汇东滩所占面积最大的第一大优势植物 (占盐沼植被总面积的56.4%), 明显挤压了本地盐沼植物的生存空间, 导致本地盐沼面积增长速率减缓.

互花米草入侵滩涂湿地后, 不仅盐沼植被群落结构发生改变, 而且导致鸟类的主要觅食地的大量丧失, 位于滩涂的底栖生物和鸟类的种群数量和种类也出现明显减少[45-46]. 与此同时, 正常的人类生产活动也因互花米草的大面积扩散受到影响. 例如: 干扰沿海海水养殖, 因扩张后滩涂高程抬高导致河道淤积[16]. 为了有效控制互花米草的生态危害, 提高滩涂湿地质量, 国内外先后开展了互花米草治理技术研究, 并且已取得了一定的进展. 例如: 美国的Invasive Spartina Project (ISP) 项目, 治理后互花米草面积减少了96%[44]; 上海崇明东滩通过建立自然保护区开展互花米草治理工程, 实现了对保护区内互花米草的有效防治[18,47].

目前南汇东滩并未实施大规模互花米草治理, 但由于互花米草入侵, 已导致水鸟等生物栖息地质量下降[20]. 未来在保滩护岸需求满足的情况下, 南汇东滩也可借鉴国内外成功案例, 因地制宜对互花米草实施治理, 以提高当地自然滩涂湿地的质量, 优化海岸带生态系统的结构, 提升海岸带抵抗自然灾害、提高生物多样性等生态服务功能.

5 结论

海岸工程及生物入侵对南汇东滩海岸带的格局演变产生了显著影响, 主要表现为海岸圈围工程导致近海与海岸湿地尤其是盐沼植被明显减少, 海岸促淤工程则促进了近海与海岸湿地的发育, 生物入侵对海岸带格局演变的影响主要是导致本地物种面积减少. 这些海岸带格局的变化, 将进一步影响海岸带保滩护岸、提供栖息地、生物多样性维持等生态服务功能, 给海岸带的可持续发展带来严峻挑战. 应通过采取积极的生态修复手段对受损的海岸带生态系统进行修复和保护, 通过生态补偿措施弥补因人类活动造成的海岸带栖息地面积减少等生态损失, 本文提出了基于自然的海岸带保护修复方案, 以提升海岸带生态服务功能, 实现海岸带的高质量可持续发展.