黃河三角洲互花米草整治對潮灘濕地防災功效和沉積動力的影響*

高 翔 王柯萌 武國相, 2 梁丙臣, 2 張樹巖

黃河三角洲互花米草整治對潮灘濕地防災功效和沉積動力的影響*

高 翔1王柯萌1武國相1, 2①梁丙臣1, 2張樹巖3

(1. 中國海洋大學工程學院 山東青島 266100; 2.山東省海洋工程重點實驗室 山東青島 266100; 3. 山東黃河三角洲國家級自然保護區(qū)黃河口管理站 山東東營 257061)

互花米草作為黃河三角洲外來入侵物種, 2010年開始爆發(fā)式蔓延, 2020年面積最大時可超6 000 hm2, 對潮間帶生物多樣性造成了嚴重影響。自2020年起, 黃河三角洲自然保護區(qū)開始大規(guī)模的互花米草整治與鹽地堿蓬生態(tài)修復工作。互花米草具有較強的消浪、緩流、促淤、固灘能力, 短期內(nèi)、大范圍的植被去除, 可能導致波流和沉積動力環(huán)境的突變。基于現(xiàn)場觀測數(shù)據(jù)和考慮植被作用的浪、流、沙耦合數(shù)值模型, 研究分析了互花米草整治和鹽地堿蓬修復對黃河三角洲濕地動力過程的影響, 重點關注風暴作用下黃河三角洲潮灘濕地的防災減災能力和沉積效應變化。研究結果表明, 互花米草可有效抵御極端風暴潮, 最大風暴潮位衰減率可達15 cm/km。互花米草整治將導致濕地防災減災能力顯著下降, 堤前風暴潮峰值可抬升10～30 cm, 同時潮間帶的泥沙捕集能力大幅下降。受限于植被密度、高度, 鹽地堿蓬完全修復后濕地衰減風暴潮、捕集泥沙的能力顯著低于原互花米草濕地。研究建議, 互花米草整治工程應考慮短期內(nèi)植被去除導致的近岸風暴潮抬升、侵蝕加劇等潛在風險。

黃河三角洲; 鹽沼; 互花米草; 濕地整治; 風暴潮

黃河三角洲位于山東省東營市黃河入海口, 擁有面積廣闊的河口、潮間帶鹽沼濕地。鹽沼濕地可以發(fā)揮消浪、緩流、促淤等作用, 是抵御風暴潮等海洋災害的天然屏障。黃河三角洲濕地植被類型主要有鹽地堿蓬、互花米草、檉柳、蘆葦?shù)?謝旭等, 2021)。互花米草于20世紀90年代初作為固灘植物被引入, 到21世紀初互花米草僅有零散分布, 近十幾年來互花米草大規(guī)模擴散, 覆蓋面積每年增長25%左右(閆振寧等, 2021), 2020年面積超過6 000 hm2。互花米草的迅速擴張造成本土植物物種面積和生物多樣性下降(于彩芬等, 2021; 于冬雪等, 2022), 嚴重影響了濕地生態(tài)系統(tǒng)健康。2020年開始, 黃河三角洲開展了大規(guī)模的互花米草治理工程, 采用貼地刈割、刈割+翻耕、刈割+圍堰等物理方法(張明亮, 2022), 取得了顯著成效; 與此同時, 開展了本地植被物種修復工作, 預計修復鹽地堿蓬濕地1 000 hm2(閆雯雯等, 2022)。

濕地植被對波、流動力和泥沙輸運、沉積過程具有非常重要的影響。植被的存在會使水流阻力增大、波能耗散加劇(Vuik, 2016)。M?ller等(2014)開展的水槽實驗也表明, 風暴條件下60%的波浪能量耗散歸因于鹽沼植被。研究多采用水位衰減速率, 即單位寬度濕地造成的水位變化, 來量化鹽沼對極端水位的衰減功效(Loder, 2009; Paquier, 2017; Kiese, 2022)。現(xiàn)場觀測和數(shù)值模擬研究均表明, 鹽沼植被可有效衰減風暴潮增水(Loder, 2009; Hu, 2015)。Stark等(2015)通過對潮溝-鹽沼系統(tǒng)風暴期間和高潮期間的水位觀測, 揭示了極端水位在潮溝和鹽沼平臺上的傳播機制, 發(fā)現(xiàn)極端水位的衰減速率與水位是否淹沒潮溝兩側(cè)的平臺密切相關; Glass等(2018)通過對美國東海岸切薩比克灣鹽沼濕地中的觀測數(shù)據(jù)分析, 證實植被對極端水位的衰減能力隨著淹沒高度的增加而降低。與此同時, 不同的植被模擬方法被植入海岸水動力模型中(Baptist, 2007; Wu, 2017)。Kiesel等(2022)通過理想化數(shù)值模擬表明, 濕地對風暴潮的衰減效率與濕地面積、植被覆蓋率密切相關, 鹽沼面積越大, 植被覆蓋率越高, 風暴潮衰減率越高。Wamsley等(2010)通過模擬發(fā)現(xiàn), 濕地退化和濕地修復均會改變濕地對極端水位的防護能力, 其中濕地的橫向?qū)挾群透叱淌菦Q定性因素。Temmerman等(2012)也發(fā)現(xiàn), 隨著植被覆蓋率線性下降, 濕地對極端水位的防護功效會呈指數(shù)下降。

由于濕地植被對波、流的衰減效應, 水體所攜帶的懸浮泥沙會在進入植被區(qū)后迅速沉降。濕地對懸浮泥沙的捕集效應是維持濕地高程、抵消海平面上升的重要機制。基于意大利北部亞得里亞海海岸線的沉積物和植被調(diào)查表明, 米草屬植物使砂質(zhì)、淤泥質(zhì)海岸侵蝕量分別降低了80%和17% (Lo, 2017)。風暴期間, 由于外海懸沙濃度升高, 以及高水位造成更大范圍的淹沒, 濕地所捕集的泥沙相比日常天氣下大幅提升。鹽沼退化或入侵物種治理造成的植被變化, 對濕地沉積動力過程也會產(chǎn)生很大影響。Donatelli等(2018)通過數(shù)值模擬發(fā)現(xiàn), 鹽沼面積降低25%, 將喪失已捕集沉積物的50%。Hu等(2018)通過Delft3D模型, 對美國東海岸一處鹽沼濕地的模擬發(fā)現(xiàn), 當鹽沼植被移除后, 鹽沼濕地對風暴的地貌響應發(fā)生了劇烈變化, 濕地中沉積大幅降低, 部分地區(qū)甚至發(fā)生劇烈侵蝕。

考慮以上植被對鹽沼防災功效、沉積動力的顯著影響, 本研究以黃河三角洲地區(qū)為研究對象, 聚焦于互花米草整治和鹽地堿蓬修復工程對風暴期間潮間帶鹽沼濕地的水動力和泥沙輸運形態(tài), 探究濕地整治工程對三角洲防護、地貌演變的影響作用。

1 數(shù)據(jù)及方法

1.1 研究區(qū)域及數(shù)據(jù)資料

本研究聚焦于黃河三角洲清水溝葉瓣北岸潮間帶(圖1c和圖1d)。黃河三角洲地區(qū)潮汐為不規(guī)則半日潮, 平均潮差為0.73～1.77 m (Yang, 2011); 波浪類型多為局部風生浪, 常浪向為東北向, 月平均波高在0.4～0.7 m (劉姣等, 2016)。黃河三角洲互花米草和鹽地堿蓬適宜生長的高程范圍不同(謝旭等, 2021), 模擬鹽地堿蓬修復區(qū)主要分布于上潮間帶(圖1c), 互花米草主要分布于下潮間帶(圖1d)。

圖1 研究區(qū)域概況及模型網(wǎng)格和地形

注: a:研究區(qū)地理位置及渤海地形; b:模型網(wǎng)格劃分; c: 模型中互花米草SA1～SA7對應區(qū)域、鹽地堿蓬修復區(qū)域; d:互花米草整治前的分布區(qū)域, 將清水溝葉瓣北岸互花米草劃為SA1～SA7; 實測點位S1～S4位于SA6, 具體分布見圖1e, S1、S2位于光灘, S3、S4位于鹽沼內(nèi)部

不同潮間帶地區(qū)的植被對動力環(huán)境的影響有差異, 影響因素有植被種類、高度、密度等因素。為取得較為準確的模型植被參數(shù), 研究對植被密度采用樣方法進行測量, 自2021年4～10月在一些鹽沼斷面開展多次測量, 收集互花米草、鹽地堿蓬的植被參數(shù), 包括莖高、密度、直徑。結果表明互花米草的密度高, 鹽地堿蓬密度稀疏, 由于Delft3D中將植被看作三維圓柱剛體, 考慮到鹽地堿蓬并非類似圓柱形植株, 其主莖冠層呈團狀, 因此研究將鹽地鹽地堿蓬的直徑近似為一個偏大值, 由于模擬實際風暴潮發(fā)生在冬季, 模型具體植物參數(shù)選取時間較為接近的4月為基準, 具體特征參數(shù)如表1所示。

表1 植被特征

Tab.1 In situ vegetation specifications

1.2 現(xiàn)場觀測

2021年6月15日至7月10日期間, 在研究區(qū)域內(nèi)開展了水動力、泥沙的多站位同步觀測, 具體站點布置如圖1e所示, 儀器布置見表2。其中, S1、S2位于鹽沼前緣, 布置濁度儀(AQUAlogger310TYPT)、波潮儀(RBRsolo3|wave)各一臺; S3、S4位于鹽沼內(nèi)部, 布置波潮儀(RBRsolo3|wave)各一臺。

波潮儀采樣頻率為4 Hz, 采樣率512, 濁度儀采樣頻率為1 Hz, 采樣率為32, 采樣間隔均為10 min。波潮儀探頭距床底約10 cm, 濁度儀固定在觀測架上, 各點位儀器時間設置同步。數(shù)據(jù)采集后進行儀器回收, 對波潮儀、濁度儀原始數(shù)據(jù)進行處理后可獲得水位、有效波高、濁度等數(shù)據(jù)。采用現(xiàn)場懸浮泥沙樣本對濁度進行標定, 獲得懸沙濃度數(shù)據(jù)。因研究區(qū)位于弱潮河口, 潮流動力較弱, 本文僅對水位、懸浮泥沙數(shù)據(jù)進行驗證。

表2 觀測儀器布置

Tab.2 Observation instrument deployment

注: S2位于鹽沼和光灘邊界; S1位于S2北側(cè)靠海側(cè)200 m; S3、S4位于鹽沼內(nèi), S3距S2約200 m; S4距S3約300 m

2 模擬結果分析

2.1 數(shù)值模型參數(shù)設置及驗證

Delft3D模型廣泛應用于河口、海岸地區(qū)水流、波浪、泥沙輸運和地貌演變研究中(Hu, 2018)。本研究選用水平二維模式, 模型網(wǎng)格覆蓋渤海與部分北黃海區(qū)域, 網(wǎng)格總數(shù)目為433×391, 網(wǎng)格分辨率從外海5 km遞減至黃河三角洲沿岸100 m, 時間步長設置為0.5 min。水深地形數(shù)據(jù)為兩部分, 外海地形提取自海圖, 黃河三角洲近岸融合部分實測斷面地形數(shù)據(jù), 模型水深如圖1a所示。

模型外海開邊界位于渤海海峽處, 選取NAO.99b潮汐模型16個分潮(2N2、J1、K1、K2、L2、M1、M2、MU2、N2、NU2、O1、OO1、P1、Q1、S2、T2)用于生成外海水位邊界條件。黃河徑流采用水利部黃河水利委員實測徑流與懸沙濃度。底摩阻采用曼寧系數(shù), 其值定為0.015, 模型中泥沙沉積速度為0.15 mm/s, 臨界切應力為0.15 N/m2(董程, 2020), 泥沙初始厚度為0.5 m, 泥沙干密度為500 kg/m3。植被類型及其空間分布見圖1c, 互花米草的密度、高度因季節(jié)變化而異(圖2), 研究采用2021年4月實測的互花米草參數(shù)表征冬季互花米草生長狀態(tài)。受冬季枯萎期的影響,互花米草莖高和密度略有下降, 但仍能顯著提高水流阻力, 起到促進泥沙捕集、緩解海岸侵蝕的作用, 具體幾何形態(tài)參數(shù)見表1。

圖2 研究區(qū)互花米草參數(shù)統(tǒng)計

如圖2所示, 模型給出了四個站位的水位和懸沙濃度實測值和模擬值的對比。模型模擬時間為2021年6月15日至7月10日, 與觀測時間一致, 疊加該時間區(qū)間相應CCMP (cross-calibrated multi-platform)海面遙感風場, 該風場經(jīng)海洋浮標驗證, 分辨率0.25° (data.remss.com-/ccmp/)。當?shù)爻蔽粸椴灰?guī)則半日潮, 水位在-0.5～0.5 m之間, 四個站位實測和模擬的相關系數(shù)均在0.85左右, 水位均方根誤差為0.10～0.12 m之間, 顯示模型可較好地模擬潮間帶濕地的水位過程。

濁度儀依靠光學傳感器工作, 藻類附生會影響數(shù)據(jù)測量的精準度, 剔除后續(xù)時間段因藻類附著導致的懸沙濃度測量偏差, 選取6月16～20日的懸沙濃度觀測數(shù)據(jù)進行模型驗證。觀測期間懸沙濃度最大可達1.1 kg/m3, 而在其他時刻懸沙濃度均在0.0～0.2 kg/m3之間, 這與于上等(2022)2019年在萊州灣非風暴期間測得的懸沙濃度一致, 也和Xie等(2021a)2019年4月在刁口測得的懸沙濃度相吻合。S1、S2模擬和實測的相關系數(shù)分別為0.77和0.68, 均方根誤差為0.16 kg/m3和0.13 kg/m3, 模擬懸沙濃度和實測數(shù)據(jù)總體吻合程度可以接受。另外, 選取S1-S3作為斷面, 計算了S1-S3的水位衰減速率。計算僅選取高潮峰值水位(不低于0.1 m), 共計篩選出25個峰值水位, 如圖3g所示, 可見實測和模擬的水位衰減速率較為接近, 范圍均為0～10 cm/km, 衰減速率隨峰值水位增加而增加, 與前人的觀測和模擬結果一致(Paquie, 2017)。綜上, 模型可準確模擬目標區(qū)域潮間帶鹽沼內(nèi)的水位、水位衰減速率和懸浮泥沙濃度。

圖3 實測站點水位、懸沙濃度、衰減速率與模擬結果對比

注: 相關系數(shù)是衡量兩個變量之間線性關系強度的統(tǒng)計量, 它的取值范圍在-1到1之間, 當?shù)慕^對值接近1時, 表示兩個變量之間有較強的線性關系; 均方根誤差RMS(root mean square error)是衡量預測模型或估計值與實際觀測值之間差異的指標,RMS的數(shù)值越小, 表示模型的預測準確度越高

2.2 數(shù)值試驗設計

為了揭示濕地整治與修復對黃河三角洲濕地動力過程的影響, 本研究設計了三組理想情景: #1代表互花米草整治前的情景, #2代表互花米草整治和鹽地堿蓬修復完成后的情景, 即互花米草完全去除、鹽地堿蓬完全覆蓋適合生長的高程范圍內(nèi), #3代表互花米草整治完成、鹽地堿蓬修復失敗的情景, 即潮間帶完全為光灘, 具體設置見表3。

表3 情景模擬設置

Tab.3 Model scenarios settings

數(shù)值試驗考慮一場寒潮風暴過程。風暴過程以2002年12月20～25日的一場寒潮風暴為原型, 寒潮在黃河三角洲具有較強的代表性。模型風場數(shù)據(jù)采用CCMP風場,模擬期間觀測站附近的風速和風向如圖4所示。

圖4 模擬期間觀測站附近的風速、風向

2.3 數(shù)值試驗分析: 極端水位衰減速率

圖5給出了在不同模擬情景下的最大風暴增水空間分布以及植被對風暴潮衰減的貢獻。可以看出, 由于植被的阻流作用, 鹽沼前緣會形成一定的壅水, 這與前人的模擬研究結果一致(Nardin, 2016)。總體而言, 對于光灘情況(情景#3), 風暴增水幅度和影響范圍顯著大于有植被覆蓋情況(情景#1、#2)。互花米草治理前(情景#1), 近岸風暴增水可降低0.15～ 0.30 m (圖5d), 增水衰減量比互花米草去除、鹽地堿蓬成功修復的情景(情景#2)增加0.1 m左右(圖5f)。值得注意的是, 鹽地堿蓬的稀疏程度、植株等效直徑在不同季節(jié)差異較大。本文所選鹽地堿蓬參數(shù)對應其成熟期, 根據(jù)模擬結果, 此時鹽地堿蓬具有較強的水位衰減功效(圖5e)。

圖5給出了在不同模擬情景下的最大有效波高分布以及植被對消浪的貢獻。波浪由外海向濕地內(nèi)部傳播時, 會在鹽沼前緣發(fā)生破碎、衰減(Nardin, 2016), 有效波高逐漸降低(圖5a～5c)。互花米草治理前(情景#1), 近岸有效波高衰減為0.05～0.15 m (圖5d),波高衰減量比互花米草去除、鹽地堿蓬成功修復(情景#2)增加0.1 m左右(圖5f)。

圖5和圖6也顯示, 植被的風暴潮、波浪衰減能力在空間上存在很大差異性。因鹽地堿蓬主要分布在上潮間帶位置, 互花米草主要分布在低潮灘位置, 東西兩側(cè)SA1和SA7附近潮下帶衰減作用明顯高于中部, 這可能與互花米草面積相關。為闡述風暴期間研究區(qū)的水位衰減空間格局, 以400 m間隔取離岸-向岸方向水位觀測斷面, 對圖1d中的不同互花米草植被斑塊進行統(tǒng)計分析, 計算出最大水位衰減速率(圖7)。其中, 正值表示水位衰減, 負值表示水位抬升, 部分水位數(shù)據(jù)的缺失主要是因為互花米草治理前無法淹沒該區(qū)域。水位衰減速率結果顯示, SA2, SA3, SA4在互花米草整治前后對極端水位的衰減功效變化不大, SA1、SA5、SA6、SA7結果顯示, 整治后濕地對極端水位的衰減功效大幅降低。同時, 水位衰減功效跟植被斑塊的寬度和面積有很大的相關性, 寬度和面積較大的植被斑塊(SA1, SA5～SA7), 對極端水位的衰減作用明顯更大。

注: #1: 互花米草治理前; #2: 互花米草去除; #3: 光灘情況

圖6 不同模擬情景下的最大有效波高分布及植被對有效波高的衰減

圖7 互花米草整治前、后對極端風暴增水衰減速率的變化

2.4 數(shù)值試驗分析: 泥沙捕集和沖淤形態(tài)

不同模擬情景下, 風暴過程造成的床面沖淤格局如圖7所示。可以看出, 灣內(nèi)潮下帶以大范圍的侵蝕為主(圖8a～8c), 鹽沼前緣則以沉積為主(圖8a～ 8b)。同時, 潮間帶侵蝕-淤積形態(tài)受地形特征影響顯著, 潮溝區(qū)、植被斑塊間隔區(qū)域和上潮間帶區(qū)域, 一般以侵蝕為主, 與謝衛(wèi)明等(Xie, 2021b)采用Riegl VZ-4000雷達的觀測結果一致。

圖8 不同模擬情景下風暴導致的床面變化

注: 正值表示沉積, 負值表示侵蝕

以單位面積泥沙捕集量, 衡量各模擬情景下不同區(qū)域的泥沙捕集能力差異, 如圖9所示。總體而言, 互花米草的泥沙捕集能力約為鹽地堿蓬的1.8倍, 但互花米草去除對鹽地堿蓬區(qū)域的沉積量影響較小。相比之下, 整治后(情景#2)互花米草區(qū)泥沙捕集能力較整治前(情景#1)降低38%。在互花米草去除且鹽地堿蓬修復失敗(情景#3)的情況下, 鹽地堿蓬區(qū)將面臨潛在的侵蝕風險。

計算每塊互花米草斑塊的床面變化平均值, 對比整治前、后兩種模擬情景(情景#1、#3), 如圖10所示。整治前(情景#1), 互花米草區(qū)域以沉積為主, 平均沉積量0～5 mm; 整治后(情景#2), 多數(shù)植被斑塊從沉積轉(zhuǎn)變?yōu)榍治g狀態(tài), 侵蝕量最高可達5 mm。綜上所述, 互花米草去除, 可使潮間帶濕地對風暴過程的地貌響應發(fā)生顯著改變, 沉積量總體上大幅減小, 甚至轉(zhuǎn)變?yōu)榍治g。

3 討論

互花米草近年來的快速入侵對潮間帶濕地生物多樣性、生態(tài)系統(tǒng)健康的危害已被廣泛認識到, 諸多學者對其危害作了較為詳細的闡述(盛強等, 2014; Liu, 2016)。對于黃河三角洲, 互花米草的快速擴張也導致了一系列生態(tài)系統(tǒng)問題, 其繁殖速度快、競爭能力強又沒有天敵, 對黃河三角洲物種生態(tài)造成惡劣影響, 植被密度過高擠壓了潮間帶生物的生存空間, 導致本土物種生物多樣性下降甚至替代本土物種。因此, 開展互花米草治理、修復原生濕地生態(tài), 具有非常重要的意義。

3.1 海岸防災效應對互花米草治理的響應

在治理過程中需要考慮的是互花米草作為鹽沼的重要組成部分, 具備一定的海岸防災功能(衰減極端水位、波浪)。本研究模擬結果顯示互花米草的徹底清除會導致近岸風暴增水增加, 這與Hu等(2015)通過數(shù)值實驗得出的結論一致; Wamsley等(2010)的研究成果也表明, 近岸的風暴水位會在退化的濕地內(nèi)增加0.15～0.30 m。受本地物種鹽地堿蓬的適宜生長范圍所限(謝旭等, 2021), 在互花米草整治完成后, 原互花米草區(qū)域極有可能被光灘替代。鑒于研究區(qū)地形較為平坦, 本文分別以S1-S2斷面的光灘區(qū)域和S2-S3斷面的互花米草區(qū)域的水位衰減速率, 表征互花米草整治后、整治前的風暴潮衰減功效。數(shù)值模擬結果表明, 整治后研究區(qū)水位衰減速率將下降5～ 15 cm/km (圖7), 與實測結果一致(圖11)。

圖9 風暴期間不同區(qū)域的泥沙沉積量

圖10 整治前、后風暴過程導致的平均床面變化量

同時互花米草可以能夠有效捕集泥沙, 對維持濕地高程、防止?jié)竦赝嘶幸欢ǚe極作用。短期、快速的互花米草整治、去除, 可能會對當?shù)氐膭恿Νh(huán)境和沉積環(huán)境產(chǎn)生突變性的影響。本文的情景模擬也指出, 互花米草去除后, 海岸會暴露于更高的水位、更強的波浪作用下; 同時, 互花米草的去除也可導致風暴作用下潮間帶由淤積狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榍治g狀態(tài), 這與Hu等(2018)通過數(shù)值模擬得到的結論一致。

3.2 海岸地貌演化對互花米草治理的響應

本地濕地植物物種鹽地堿蓬較為稀疏、矮小, 對極端海況的衰減功效較低, 捕集泥沙的能力也有所不足; 且鹽地堿蓬一般生長于上潮間帶, 難以對中低潮灘形成有效防護, 此外有研究表明現(xiàn)階段潮間帶一直處于侵蝕狀態(tài)(Xie, 2021b)。從短期風暴角度來看, 風暴為鹽沼濕地輸送了大量泥沙, 導致上潮間帶在鹽地堿蓬的捕集作用下發(fā)生沉積作用, 與鹽地堿蓬修復失敗相比, 鹽地堿蓬修復成功會使大量泥沙沉積在上潮間帶(圖9b), 從而使互花米草可以捕集的泥沙量變小, 不利于互花米草泥沙捕集(圖9a)。若堿蓬修復失敗, 風暴條件下該區(qū)域植被阻力減少、泥沙捕集能力下降, 上潮間帶將面臨更為嚴峻的侵蝕風險。波流共同作用下, 上潮間帶泥沙再懸浮后, 可能成為下潮間帶原互花米草區(qū)域的重要泥沙來源, 因此原互花米草區(qū)域并未發(fā)生侵蝕。

圖11 S1-S2斷面、S2-S3斷面水位衰減速率

近幾十年來, 由于人類活動和海平面上升等影響, 潮灘面臨著侵蝕, 甚至消失的風險。在全球風暴加劇的背景下, 傳統(tǒng)的固體式堤壩防護作用受限, 如何在堤壩前恢復大片的生態(tài)濕地可能是生態(tài)防護方案的關鍵, 因此濕地的保護尤為重要。而近十幾年來黃河入海泥沙不斷減少, 除河口外大面積海岸帶已處于蝕退狀態(tài)(林聰泳等, 2021); 本研究所關注的清水溝葉瓣北岸潮灘, 也面臨著泥沙濃度下降、泥沙供給減弱的情況。如互花米草快速去除, 岸灘防護屏障消失, 整個潮灘可能面臨著劇烈侵蝕的風險, DeLaune等(1994)對20個鹽沼沙丘的監(jiān)測發(fā)現(xiàn), 在植被死亡的情況下, 鹽沼沙丘高程在兩年內(nèi)下降了15 cm。在潮灘侵蝕, 甚至消失的大背景下, 潮灘濕地生態(tài)系統(tǒng)將無從談起。因此, 本研究認為, 互花米草治理應綜合考慮植被去除后的海岸防災功效變化和岸灘侵蝕風險, 合理制定預防措施。

本文研究主要針對濕地對風暴過程的響應, 未來有必要針對三角洲濕地對入侵物種整治修復的中長期響應開展研究, 尤其是考慮植被與地貌的耦合效應。

4 結論

本文針對黃河三角洲互花米草整治和鹽地堿蓬濕地修復工程, 利用現(xiàn)場觀測數(shù)據(jù), 結合Delf3D浪、流、沙、植被耦合模型, 探討了濕地整治修復前后, 濕地對極端風暴的防護功效和地貌變化。從模擬結果來看, 互花米草去除極可能對潮灘濕地的動力環(huán)境和沖淤格局產(chǎn)生顯著影響:

(1) 互花米草整治將降低其掩蔽區(qū)域的風暴潮衰減能力, 使沿岸地區(qū)面臨更大的風暴增水風險; 同時, 互花米草整治也將降低潮間帶的泥沙捕集能力, 甚至加劇潮間帶侵蝕。

(2) 互花米草整治后, 需考慮短期的風暴增水、岸灘侵蝕風險, 并開展因地制宜的預防措施。

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EFFECTS OFREMOVAL ON STORM SURGE ATTENUATION AND SEDIMENT TRAPPING IN THE INTERTIDAL ZONE OF THE YELLOW RIVER DELTA

GAO Xiang1, WANG Ke-Meng1, WU Guo-Xiang1, 2, LIANG Bing-Chen1, 2, ZHANG Shu-Yan3

(1. College of Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China; 2. Key Laboratory of Ocean Engineering of Shandong Province, Qingdao 266100, China; 3. Yellow River Mouth Management Station of Shandong Yellow River Delta National Nature Reserve, Dongying 257061, China)

Invasive specieshave dramatically spread in the Yellow River Delta since 2010. The maximum area ofreached 6000 hectares in 2020, exerting a great negative effect on the intertidal biodiversity. Comprehensive regulations have been conducted in the Yellow River Delta National Nature Reserve includingremoval andrestoration since 2020. However, large-scale vegetation removal within a short period caused significant changes in hydrodynamics and morphodynamics of local intertidal wetlands. Therefore, this effect was studied based on field measurements and a process-based model-coupled hydrodynamic and morphodynamic processes, particularly, on storm surge attenuation and sediment trapping capacity. Results show that the maximum storm surge attenuation rate could exceed 15 cm/km whenwas present, and the maximum water level would increase by 10～30 cm after vegetation removal. Additionally,are pivotal to marsh sedimentation, and the regulations could decelerate the sediment trapping efficiency in intertidal flat. On the other hand, limited by stem density and height, localare less effective in attenuating storm surges and trapping fine sediments compared to. This study provides evidence that rapid vegetation removal may put the intertidal zone to a risk of extreme water level height and may stimulate serve erosions. We appeal that integrated assessment and proper strategies should be taken for wetlands natural restoration.

Yellow River Delta; salt marsh;; wetland restoration; storm surge

* 國家自然科學基金, 52071305號; 國家重點研發(fā)計劃, 2022YFC3204301-4號。高 翔, 碩士研究生, E-mail: gaoxiang@stu.ouc.edu.cn

武國相, 副教授, 博士, E-mail: guoxiang@ouc.edu.cn

2023-04-17;

2023-05-08

P753

10.11693/hyhz20230400087