海島生態壓力定量評估模型構建

余愛蓮，鄧一兵，桂峰，趙晟，楊平

（浙江海洋學院海洋科學與技術學院，浙江 舟山 316004）

隨著陸域資源的日益枯竭和海洋經濟的快速發展，海島資源開發利用日益成為人們關注的焦點。海島生態系統兼有陸地、濕地和海洋3 種生態系統的特征，是內陸與海洋的“橋梁”，處于海陸相互作用的動力敏感地帶，自然災害頻發，具有獨特的生態敏感性；加之人類開發海島資源環境時，往往只注重其經濟效益，而忽略開發行為對生態環境影響的滯后效應，導致眾多已開發海島面臨人為和自然的雙重壓力，嚴重制約海島經濟的可持續發展。如果不能給予海島開發活動科學、全面的指導，其面臨的生態壓力就會通過壓力-狀態-響應機制的反應鏈條，促使海島生態系統和環境系統之間的矛盾不斷激化，最終超出海島生態系統的承載能力范圍。因此，為促進海島生態保護與資源合理利用，協調人類活動與各環境因素良性發展關系，迫切需要明確界定與分析海島生態系統的壓力來源，并在其基礎上定量描述出生態壓力大小，為生態壓力閾值的確定提供研究基礎。

目前國內針對海島生態壓力的研究較少，還沒有形成可操作的定量評估預測模型。論文以海島生態系統為研究對象，以海島生態壓力為基礎，嘗試提取壓力衡量指標并對其進行定量描述，并結合具體的海島開發利用數據，構建了海島生態壓力定量評估模型，以期為海島生態保護和修復提供定量參考依據。

1 海島生態壓力評估指標體系

1.1 生態壓力評估指標

海島生態壓力是通過分析島嶼生態系統的特征、外界干擾的來源以及研究島嶼內部對壓力的反應機制（余愛蓮等，2013）。綜合考慮各生態因子的關聯因素以及數據可獲取性，本文選取島嶼的幾種普適性指標作為海島生態評估的依據。

自然與人為雙重壓力對島嶼生態環境的影響是多方面的，無論是人為活動還是自然活動，其生態壓力驅動因子都是交互耦合關聯的，每種因子的改變都能夠引起其他因子相應的變化，它們同時作用于整體島嶼生態系統（馮永忠等，2009；任品德等，2013）。本文將島嶼劃分為3 個子系統，分別為島陸子系統、潮間帶子系統以及近海岸子系統（王小龍，2006；賈林，2013），由內到外提取生態壓力指標。

1.1.1 內部生態因子壓力指標

凈初級生產力（NPP）：島嶼人口急劇增多以及工業用地不斷擴張導致生態生產性土地面積減少，生態系統自身協調能力減弱，海島生態環境呈越來越脆弱的趨勢。NPP 是指植物在單位時間和空間內，去掉呼吸所消耗的有機物質后所累積有機物質的量，是生態系統中其他成員生存和繁衍的物質基礎，能準確反映出植被的生產能力（湯萃文等，2010）。NDVI 植被指數又稱為標準化植被指數，是以遙感圖像為基礎對植被進行量化研究，是植被空間分布密度的最佳指示因子。論文利用NDVI 植被指數算島嶼的凈初級生產力（肖乾廣等，1996；鄭元潤等，2000）。

1.1.2 周邊環境因子壓力指標

生物多樣性指數：是一個反映海島生態穩定性的重要指標，其數值大小代表所有不同種類的生物有機體的變異性和豐富性，也反映出區域生態系統抗干擾能力與恢復能力。生物多樣性指數反映出生態系統生物多樣性及其群落結構的概況，即群落結構越復雜，生態系統的抗壓能力越強，然而，圍涂和近岸的濫捕現象，使潮間帶生物多樣性和近岸生物資源量不斷減少。生物多樣性采用香農-威納指數計算（曾志新等，1999；劉曉紅等，2008；王勇 等，2003）。

大氣環境質量指數：國內外學者對空氣污染問題日趨關注，大氣質量監測能夠反映出局部地區污染濃度以及污染排放的狀態（Pradeepta et al，2010）。本文考慮西白蓮島實際情況，提取SO2、NO2和TSP 3 種主要污染因子，采用環境空氣質量現狀評價中單項污染指數法進行定量計算（于子江等，2001）。

水環境質量指數：水質退化重要來源是城市排污，其次是養殖業及工業的增加，導致潮間帶和濕地功能退化，局部沿海岸線海域生物質量和水質下降（何明海，1989），局部近岸海域水質的富營養化有所增加，底質中的有機質和硫化物也有積累現象（歐健，2006）。水質評價提取的指標有溶解氧、COD、無機氮、磷酸鹽、石油類以及部分重金屬元素（鉛和鋅），采用環境水質質量現狀評價中單項污染指數法進行定量計算（林和山等，2012）。

海岸資源利用指數：海島開發利用是從整體空間觀點出發，根據自然區域特點和經濟社會發展需求，對生態景觀進行人為的改變，把規劃區分為不同功能單元來滿足環境目標和環境管理對策，岸線資源開發直接破壞底棲生物生境，是物種消失和生物多樣性減退的重要原因（陳彬，2006）。本文采用以岸線利用面積和整個海島面積比率來定量反映開發程度。

以上分析，可以總結出生態系統的內部結構以及周邊自然環境要素等多方面的相應，從中提取能夠定量評價海島生態系統的指標，見圖1。

2 海島生態壓力定量評估模型構建

2.1 環境指標評定標準

圖1 指標的提取及定量測算方法

我國海島分布廣泛，預構建的定量評估模型若評價所有島嶼，前提是要根據島嶼不同的地理位置而采用不同的生態因子評定標準，本文依據《全國近岸海域環境功能區劃（調整）》 為準，這樣評定的標準主要是考慮到島嶼合理開發要注意生態環境的同時兼顧國家海洋開發利用的相關法規。

2.2 環境指標定量測算

標準化計算的目的是將不同數量級、不同量綱的各指標值進行處理，使所有指標具有可比性。

（1） 植被NDVI 植被指數

NDVI 植被指數值能夠對植被分布、初級生產力、開發利用和退化狀況進行有效的動態分析。其計算公式如下：

式中：Band2 為紅光波段，Band3N 為近紅外波段。

（2） 德爾菲法（DT）

利用德爾菲法，使指標體系框架和指標之間的邏輯關系和數學關系更加緊密（劉韞，2009），DT可按下式計算：

式中：Wi表示污染物單因子評價指標數值，Pi表示各指標的系數。

（3） 空氣污染指數（OI）

采用橡樹嶺大氣質量指數（ORAQI） 進行綜合評價大氣質量，此指數（ORAQI） 衡量大氣環境質量的主要依據是不同大氣污染因子的危害程度，可適用于任意多項污染物的綜合評價（Reddy， 2004；陳輝 等，2012）。ORAQI 可按下式計算：

本法設Ci代表任一項實測污染物的平均濃度，Sr代表該污染物的相應標準值，式中a、b 為常系數，可根據西白蓮島的獨特條件確定污染物濃度的標準值和背景值，當各種污染物濃度等于該地區背景值濃度時，ORAQI=10；當各種污染物濃度均達到相應的標準值Cni 時，ORAQI=100；從而確定系數a、b（李祚泳，1998）。

根據西白蓮島的3 種污染物評價因子的標準值和背景值，計算出a=3.47，b=1.97。

（4） 水質綜合污染指數法（WPI）

本文對水質因子的評價采用的方法為綜合污染指數法。運用半集均方差模式，它不僅通過算術平均值來考慮某一因子指數對生態環境的影響，也可對因子指數中的大值給予較大權重，因此該模式能較確切反映水質質量的狀況（孟偉，2005；蔣火華等，1999；尹海龍等，2008；尤志杰等，2009）。

評價因子算術平均（s）：

式中：Si= Ci/ Cis，Si為污染物i 的單因子評價指數；Ci為實測污染i 的含量（mg/dm3）；Cis為環境污染物i 的環境質量標準（mg/dm3），參考海水水質標準中的Ⅱ類水體標準。半集均方差（Sh）：

式中：為某因子標準指數的算術平均值；n 為污染物因子個數；Sh為半集均方差；m 為大于中位數半集的指數個數。且有：m = n /2（n 為偶數），m = （n-1） /2（n 為奇數）。

上文提取的凈初級生產力和生物多樣性指標定量計算指數值是越大越優，而大氣、水質以及填海定量計算的指數值則是越大越劣，為了便于各指標的比較和計算，應用差值法實現指標原始數據規范化和無量綱化處理。

指標值越大越優

借用數學函數的思想，將提取的5 個評價指標指數定義為函數的自變量，綜合評價結果定義為函數的因變量。則多指標的評價問題就直接轉化為了利用一定的數學模型將多個評價指標值“歸結”為一個整體性評價指標的問題，各年準則層的指標可表示為A 矩陣。

采用變異系數法進行賦值，變異系數法是一種直接對指標數據進行數學處理求取指標權重的客觀賦值方法。它的特點是能夠充分考慮各個指標數據的相對變化幅度來實現指標的動態賦權，主要目的是減少了主觀因素的干擾（馬細霞等，2004；莊平等，201；王文森，2007；劉亮等，2012）。

（5） 評價指標權重計算

VK—第k 個指標變異系數；σK—第k 個指標標準差；XK—第k 個指標算術平均值。ωk—第k 個指標的變異系數法權重。

2.3 生態壓力定量評估模型

海島開發的時間和空間逐年變化，導致不同評價指標對環境影響的權重自然是動態變化的，由上述定量測算公式（1） -（5） 計算可得每年評價因子的數值以及各因子的權重，構建得到生態壓力定量評估模型為：

評價因子的數值表達，各因子的權重矩陣為。

各因子的動態權重介于0-1 之間，越接近1表示壓力值越大，通過評估模型計算結果能夠直觀的分析出區域生態壓力來源情況以及壓力大小。

3 案例分析

3.1 研究區域概況

西白蓮山島隸屬于舟山市普陀區，未開發時島長1.67 km，寬0.5 km，海岸線長5.39 km，陸域面積941 220 m2，島上建有交通、油庫碼頭、電信鐵塔等。海域資源豐富，經濟以漁業為主，功能定位為臨港工業。到目前為止，為滿足區域經濟發展需求，四周海岸線均已開發利用。該島的規劃總體上形成“兩片兩區”的空間布局結構。西南片因深水岸線條件良好，腹地面積較大，船舶修造項目成為蝦峙船舶修造基地的重要區塊；北側因深水岸線和可圍墾海域資源都較為豐富，引進物流項目打造海洋物流區域，形成北側物流石化區塊。

根據《舟山市近岸海域環境功能區劃（調整）》，西白蓮山位于六橫－蝦峙－桃花四類海域區，因此下文環境因子的指標層是按照海域水質執行《海水水質標準》第四類標準，海洋沉積物評價參照執行《海洋沉積物質量標準》中的第三類標準，環境空氣質量標準執行《環境空氣質量標準》二級標準（國家海洋局，1997），多樣性參考香農-威納多樣性指數法中不同級別的指數范圍數值（陳清潮等，1994）。

3.2 數據來源

遙感數據的應用可以準確獲得島嶼的具體分布區域與原始面積，分析出環境演變過程（王建等，2006），本文采用2008-2012年秋季的LANDSAT5-TM 遙感衛星影像數據，計算出不同年份填海利用面積，同時應用ERDAS IMAGINE 9.2 軟件處理該島嶼影像的NDVI 值來提取植被的類型以及覆蓋面積，參照相應植被類型的測算值定量計算出所研究島嶼的NPP 值，西白蓮島嶼的NDVI 值范圍見圖2，參照相應植被類型的測算值定量計算出所研究島嶼的NPP 值。

大氣、水質和生物多樣性是以舟山近海岸水質調查項目、浙江省海洋與漁業項目以及西白蓮島嶼開發項目的相關調查數值為依據，選定以下指標評估的準則層和標準層，四類水質對比層的數據是采用島嶼開發后指標的最劣值，見表1。

圖2 2008-2012年西白蓮NDVI 范圍

表1 西白蓮島的基礎數據

3.3 計算結果

由公式（1） -（4） 計算得出指標層的綜合評價結果：

表2 指標層的綜合評價結果

由公式（5） 歸一化處理得出準則層的指標矩陣如下：

根據公式（6） 計算得出評價指標動態權重：

表3 評價指標動態權重

表4 生態壓力值計算結果

2008-2012年間，人為干擾力度不同必然導致各評價指標權重有動態變化，每一年份中5 個指標的權重總和均為1，因此數值間比較不僅能夠清晰分析出同一年中指標權重的變化，同時也能縱向顯示同一指標的權重變化。對比層的指標權重是通過以上模型，帶入不同類水質指標值計算得來。最后由所構建評估模型計算出連續五年的生態壓力值如下：

區域經濟開發活動與生態環境之間是一種在交互脅迫、相互促進的動態耦合關系，這種過程的總體演化趨勢由生態主導、城市化滯后逐漸發展到逐步磨合型。最后在生態閾值的控制下，生態壓力會有一個張弛的過程。

2008年西白蓮島嶼生態壓力值呈現出隨著開發力度加大而逐年升高的趨勢，岸線開發完成是其生態壓力值減弱的主要原因，其次，空氣污染的主要來源也是人為開發所產生的，但其造成的生態壓力不同于不可逆的水利工程，經過一段時間后會減弱。雖然壓力最大來源的岸線填海工程已完成，但其他環境因子不得到調控同樣會促使生態壓力逼近生態閾值，最后達到耦合關系的最后不可持續型。因此要保護好海島區域生態環境就必須謹慎的實施圍填海工程，做到循序漸進的開發，最大程度的提高自然資源利用率和使用質量，相關管理部門應有針對性的保護工作。

4 討論與結論

本文構建的評估模型以舟山的西白蓮島嶼為研究實例，分析數據的時間尺度為2008-2012年，根據《普陀區蝦峙－西白蓮島產業布局規劃（2007-2011）》，西白蓮島的功能定位發展為修造船項目，利用西白蓮島岸線資源，成為蝦峙船舶修造基地的重要區域。該區域2008年開發項目有隆聞船舶修造工程的一期填海工程、碼頭和鴻運油品儲運有限公司的填海項目。處于穩定狀態的生態環境剛受到外界干擾時，自我恢復能力相對較強，生態壓力為開發后的最低值，隨后3年期間的人為干擾加劇，船舶修造的配套工程、鴻運油品、華光油品煉化有限公司的填海以及碼頭建設，共形成7 處填海區和5 個碼頭，11年整個岸線開發全部完成，模型計算結果顯示開發的初期、高峰期以及收尾完成期與生態壓力模型計算所得數值吻合，符合程度較好。

該模型針對工業島來說，通過合理選擇評價指標和計算方法，防止因某個指標而造成嚴重偏差，為島嶼的可持續發展和實際管理提供一定指導作用。應用模型時應注意，不同海島評價指標包括的主要影響因子不同，應根據實際監測資料調整評價因子，對于更復雜的旅游型開發島嶼，本模型還有待于進一步探討。

致謝:陳應華老師對論文的指導，為本論文提供數據的各位老師，蔣俊杰師弟在遙感數據處理上的幫助，在此一并致謝。

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