无居民海岛生态系统独特且脆弱, 一旦破坏难以恢复, 需要进行严格的保护和管理。海岛生态评估是落实自然资源管理“两统一”职责, 是海岛生态环境保护、促进海岛社会经济可持续发展的需要。生态风险是指生态系统及其组分、结构与功能受到损害, 而导致生态系统结构产生变化和功能的损失, 从而危及到生态系统的健康和安全^[1-3]。人类开发利用作为海岛生态系统的头号风险源, 会对海岛造成不可恢复的危害, 因此对海岛开发生态风险进行评价已成为人类保护和管理海岛的必不可少的步骤之一^[4]。

最初的生态风险评价大多针对单一风险源对一定区域生态系统的胁迫作用进行评价^[5-7], 随着风险因子数量的不断增加, 难以通过单一过程定量分析。从20世纪80年代起, 诸多学者们开始关注和参与区域生态风险的评价。与传统的生态风险评价相比, 区域生态风险评价引入了尺度效应、空间异质性和等级理论, 更注重风险源和风险受体在不同空间位置上的相互作用和叠加效应^[8-10]。与此同时, 以景观作为风险综合体的景观生态风险评价也得到快速发展, 在一定程度上摆脱了传统生态系统评价的“风险源识别-受体分析-暴露与危害评价”固有模式, 体现了地理学研究的生态化趋向^[10]。随着景观生态学与空间信息分析方法的发展, 人们逐渐将景观格局指数应用到土壤侵蚀研究中, 来探究景观格局变化对土壤侵蚀的影响^[11-12], 例如针对砍伐森林、过度放牧、修路等开发利用形成的人工林窗新景观格局与土壤水蚀过程之间的相互影响关系, 研究自然和社会因素下的景观生态风险^[13-15]。另一方面, 人工林窗作为森林生态系统中普遍存在的一种干扰形式, 其大小、形状和位置等特征影响着森林地表光环境和植被更新, 合适的林窗大小助于自然更新和森林演替^[16]。因此, 景观生态风险评价除了开展区域土壤侵蚀及其景观生态风险研究, 还应深入研究林窗对景观生态风险的影响, 并且明晰林窗影响的变化趋势。

长期以来, 我国对无居民海岛的价值和地位的认识存在严重不足, 在相关法规缺位的情况下, 无居民海岛开发存在海岛生态破坏严重、海岛开发秩序混乱、海岛保护力度不足等问题^[17]。因此, 研究无居民海岛开发生态风险评估对于有序开发利用海岛、促进海岛资源可持续利用具有重要的意义。为此, 本文以洞头区大竹峙岛为例, 划分开发前、开发高峰期和开发后3个时段, 评估以人类活动为主要风险源的生态风险演变, 分析海岛开发过程中生态风险的时空变化规律, 揭示导致生态风险的关键因子, 为无居民海岛开发利用事中事后监管和生态风险变化研究提供技术手段和借鉴经验。

1 研究区概况

大竹峙岛位于浙江省温州市东部海域(见图 1), 海岛东西长约1.25 km, 南北宽约300 m, 陆域面积约45 hm², 海岸线长5 km。国家海洋局在2014年度中央海域使用金支出项目(海岛类)中批准实施洞头大竹峙岛保护与开发利用示范项目, 建设内容包括管理房、道路、供电系统、垃圾及污水处理厂、通信基站和海岛生态监测站等, 总用岛面积2.48 hm²。

2 数据与方法 2.1 数据采集与处理

(1) 开发利用和植被覆盖类型分类

开发利用分类基于高分二号卫星遥感影像和无人机数字正射影像图(digital orthophoto map, DOM), 采用人机交互和现场踏勘验证的方式, 直接判读勾绘界限和类别。开发利用按道路、管理房、通讯基站、垃圾和污水处理厂和生态监测站进行分类, 植被覆盖按阔叶林、灌丛和草丛进行分类。

(2) 地形因子(L·S)

基于大竹峙岛数字高程模型(digital elevation model, DEM), 在ArcGIS软件中提取坡长、坡度因子。参照土壤流失模型(revised wniversal soil loss equation, RUSLE)中坡长因子L的计算公式^[18]:

$ L = {\left( {\lambda /22.1} \right)^\alpha } , $

(1)

$ \alpha = \beta /(\beta + 1) , $

(2)

$ \beta = \left( {\sin \theta /0.089\;6} \right)/\left[ {3.0{{\left( {\sin \theta } \right)}^{0.8}} + 0.56} \right] , $

(3)

坡度因子S的计算方法参照RUSLE方程中所推举的公式为^[19]:

$ S=\left\{\begin{array}{l}10.8\sin\alpha +0.03,\theta < 5°\\ 16.8\sin\alpha -0.5,\theta \ge 5°\text{，}\end{array}\right. $

(4)

式中, 22.1是RUSLE试验里以m为单位的标准小区的坡长, α是坡长指数, λ表示水平投影坡长, β为细沟侵蚀与细沟间侵蚀的比率, θ是坡度。

(3) 降雨侵蚀力因子(R)

关于R的计算方法, 已报道的国内外相关研究提出了不同计算法则^[20], 本文参照赵舒腾^[18]在海坦岛的研究公式来计算R值:

$ R = \sum\limits_{i = 1}^{12} {\left( { - 1.155\;27 + 0.179\;2{P_i}} \right)} , $

(5)

式中R表示年降水侵蚀量[MJ∙mm/(m²∙h∙a)]; P_i是第i月的降水量(mm)。

收集洞头气象站2015、2019和2020年的月平均降水数据, 计算R依次为206.64、257.09、179.17。

(4) 土壤可蚀性因子(K)

K值表征土壤的抗侵蚀能力。K越低, 表明土壤抗侵蚀能力越强; K越高, 表明土壤抗侵蚀能力越弱^[18]。根据现场调查结果, 大竹峙岛土壤类型为赤沙土和黄泥土。K的取值主要参照海坦岛土壤K值^[18], 赤沙土和黄泥土的K值分别为0.271 893和0.186 738。

(5) 水土保持措施因子(P)

P值表征水保措施的土壤侵蚀防治作用, 取值为0~1, 其中, 0表示未发生土壤侵蚀, 1表示未采用水保措施。参考学者已有的研究成果^[21-23], 将大竹峙岛阔叶林赋值为0.5, 灌丛和草丛赋值为0.2, 裸岩表层或水泥覆盖的建筑物由于没有土壤层可供侵蚀, 赋值为0, 架空的房屋建筑区赋值为1。

(6) 植被覆盖管理因子(C)

C值是用于衡量植被覆盖和经营管理措施对土壤侵蚀的抑制作用。其值一般分布于0~1, 在地表完全裸露且无任何植被覆盖时取1, 在完全没有土壤侵蚀发生的情况下取0。C值的计算常常因为涉及不同细分因子的综合作用而较为复杂, 本研究参考了多篇研究论文后^[23-27], 阔叶林赋值0.006, 灌丛赋值0.08, 草丛赋值0.08, 建筑物赋值0.2, 岩石赋值0。

2.2 分析方法

人类对海岛的开发是渐进的, 首先从一点开始, 然后扩展到大面积大范围。因此, 人类开发对海岛的潜在风险就可以看作是人类景观对自然景观的侵蚀程度, 包括人类开发对海岛自然景观的侵蚀威胁和开发利用的强度威胁^[4]。但海岛生态系统本身具有一定的稳定性, 可以视为海岛上景观格局的稳定, 而景观稳定性又表现为景观的抗性和恢复性^[4]。本研究在海岛景观生态风险评价基础上引入RUSLE土壤侵蚀模型, 用以修正景观的抗性和恢复性能力。

(1) 景观生态风险评价模型

海岛开发景观生态风险指数包括威胁指数和强度指数, 威胁指数表示某一类人类开发景观对某一类自然景观的威胁指数, 强度指数表示某一类人类开发景观斑块面积占原景观斑块面积的比值。所有自然景观受所有人类开发景观威胁的风险评价模型^[4]:

$ E = \sum\limits_{j = 1}^m {\left[ {Dij \cdot \sum\limits_{i = 1}^n {Cij/3} } \right]} , $

(6)

式中, E表示自然景观受人类开发景观的风险程度, m表示人类开发景观类型数, n表示自然景观类型数, i表示自然景观类型, j表示人类开发景观类型, D_ij表示第j类人类开发景观类型面积占第i类自然景观与第j类人工景观总面积和(包括自然景观面积和人类开发利用景观面积)的比值, C_ij表示前面定义的第j类人类开发利用景观对第i类自然景观产生的威胁指数。

(2) 土壤侵蚀模型^[28-29]如下:

$ A = L \cdot S \cdot R \cdot K \cdot C \cdot P , $

(7)

式中A为土壤侵蚀指数, L·S为地形因子, R为降雨侵蚀力因子, K为土壤可蚀性因子, C为植被覆盖管理因子, P为水土保持措施因子。

(3) 海岛开发生态风险模型^[30]如下:

$ H = E \cdot A , $

(8)

式中H为海岛开发生态风险指数, E为景观生态风险指数, A为土壤侵蚀指数。

利用ArcGIS软件将大竹峙岛划分为50 m×50 m的计算方格, 按生态风险评价模型计算每个方格的风险指数, 并将其作为网格中心点值, 利用反距离权重插值法生成生态风险模型。

3 结果与分析 3.1 海岛生态风险时空演变

根据计算结果(图 2)可知, 在时间分布上, 大竹峙岛开发前、开发高峰期和开发后的生态风险平均值呈先显著上升, 再缓慢下降, 风险平均值由开发前的0.01上升到开发高峰期的0.30, 再下降到开发后的0.27。在空间分布上, 开发前生态风险值较低, 除海岛中东部和西北部因建设房屋稍高外, 其他区域均为0; 开发高峰期生态风险值急剧上升, 风险值空间分布格局与开发利用布局基本一致, 风险高值区分布在管理房、垃圾和污水处理厂以及海岛生态环境监测站等建筑物区域, 风险低值区分布在道路、通信基站等构筑物区域。开发后生态风险值总体有所下降, 空间分布格局和开发高峰期相似, 垃圾和污水处理厂风险值较开发高峰期明显上升, 管理房、道路、海岛生态监测站房风险值有所降低, 通信基站保持不变。

3.2 生态风险与景观类型的关系

由图 3和图 4可知, 大竹峙岛开发利用后, 建筑物区生态风险值面积占比变化较大, 其他景观区生态风险值面积占比变化较小。岩石、建筑物、灌丛、草丛和阔叶林区风险值小于1的面积占比依次为100%, 46%, 98%, 99%, 99%; 风险值1~10的面积占比依次为0%, 49%, 2%, 1%, 1%; 生态风险值10~20及大于30的仅有建筑物区, 面积占比分别为4%和1%, 从各景观的生态风险影响区间来看, 生态风险总体与开发利用强度成正比, 建筑物、灌丛和阔叶林区开发利用强度大, 风险值变化区间大; 草丛区开发利用强度小, 风险值变化区间小; 岩石区无开发利用, 风险值变化很小。岩石、建筑物、灌丛、阔叶林和草丛区生态风险值变化区间依次为2.52~4.27, 3.11~39.85, 3.02~47.72, 3.00~79.68, 3.01~10.87。

4 讨论 4.1 人类开发形成的林窗形状和大小对海岛生态风险的影响

大竹峙岛人类开发形成了若干块状林窗和条状林窗, 块状林窗内主要为房屋建筑和基础设施, 呈块状, 条状林窗内主要为环岛道路, 呈长条形, 宽度4~9 m。林窗的形成使林内群落内部的光、热、水等环境因子发生显著变化^[31-32], 林窗大小作为林内环境异质性的重要特性, 可以反映林内的干扰程度, 并对林窗内的微环境和地被物的分解程度产生直接影响, 对林木种子萌发、苗木定居、幼树生长等自然更新过程产生重要影响^[33-36]。在此次研究中(表 1), 人类开发形成的块状林窗和条状林窗对海岛的生态风险影响各不相同, 块状林窗的生态风险值随林窗尺度的增大而明显增加, 相关性系数达到0.86。条状林窗风险值与尺度无显著相关性, 但与林窗的宽度呈正相关, 总体宽度越宽, 风险值相对越大。陈露蔓等^[16]指出, 林窗内草本植物的多样性与开窗面积大小相关, 随林窗面积增大(50~200 m²), 生态优势度指数和多样性指数会呈现先增后稳趋势, 而丰富度指数出现先稳后降现象, 当林窗面积为100 m²时草本植物的生物多样性提升效果最佳。本文研究结果证实了这一观点, 条状林窗宽度较小, 林隙对光线、温度、土壤含水量的改变等同于小林窗, 潜在生态风险更小。因此, 人类开发无居民海岛应尽量选择以廊道的方式开发, 林窗面积不宜过大, 有利于降低海岛的生态风险值。

4.2 开发利用区域对生态风险的影响

大竹峙岛人类开发对海岛的直接影响为改变了该区域的地形地貌, 减少了植被覆盖。大量研究表明, 植被的分布格局对土壤水蚀过程产生显著影响^[37], 植被通过有效截留降雨、削弱雨滴动能、改善土壤理化性质等方面对地表产汇流和产输沙过程产生影响, 降低土壤侵蚀^[38-40]。除了植被因素以外, 土壤水蚀也会受到其他许多因素(包括地形、降雨等)影响^[37]。土壤水蚀可造成土壤颗粒及养分的流失^[41], 降低土壤的持水能力, 因此对植被生长产生胁迫与干扰作用, 并通过影响种子存活和幼苗的建植在长时间的尺度上改变植物群落组成结构与分布格局^[42], 导致生态环境恶化与生态平衡失调。对比大竹峙岛4个相似形状和大小区块开发利用前后的生态风险值(表 2), 除植被覆盖影响外, 坡度与生态风险值呈显著正相关, 相关性系数达到0.99。降雨、土壤和植被类型与生态风险值无明显相关性, 这可能与大竹峙岛个体较小, 开发利用程度低, 植被类型数量较少, 土壤类型简单, 导致样本偏少有关。坡度较大区域植被覆盖的减少, 一方面会引起土壤厚度、土壤水分与养分可用性、土壤微生物活性等土壤特性的变化, 影响植物群落演替^{[37, 42]}, 另一方面土壤侵蚀降低了土壤持水能力, 更容易发生滑坡、崩塌等地质灾害风险, 导致水土流失等生态风险的产生。因此, 海岛开发利用优先选择坡度较缓, 土壤侵蚀小的区域, 有利于降低海岛开发风险。

5 结论

(1) 大竹峙岛开发前风险值0.01, 开发高峰期风险值0.30, 开发后风险值0.27, 生态风险值呈先显著上升, 再缓慢下降。生态风险值分布与开发利用区域基本一致, 高值区主要分布在建筑物区。从开发前后生态风险值变化来看, 开发利用强度与生态风险值成正比。

(2) 海岛开发形成的块状林窗生态风险值随林窗尺度的增大而明显增加, 相关性系数达0.86, 条状林窗风险值与尺度无显著相关性, 但与林窗的宽度呈正相关。除林窗效应影响外, 坡度与生态风险值呈显著正相关, 相关性系数达到0.99。

(3) 人类开发无居民海岛应选择分散开发的方式, 控制单个林窗面积, 减少廊道宽度, 开发区域坡度不宜过大, 从而降低海岛生态风险。