近30 年深圳灣紅樹林群落演變過程及其對人類活動的響應

汪振松，馮志勇，陳鵬，易燃，談廣鳴

（1.深圳市深圳河灣流域管理中心，廣東深圳 518020；2.長江勘測規(guī)劃設計研究有限責任公司，湖北武漢 430010；3.長江科學院，湖北武漢 430010；4.水利部中國科學院水工程生態(tài)研究所，湖北武漢 430079；5.武漢大學水資源與水電工程科學國家重點實驗室，湖北武漢 430072）

0 引言

紅樹林群落是生活在熱帶或亞熱帶潮間帶的常綠木本植物，是重要的碳匯［1］，并且是大量濱海珍稀動、植物的棲息地，同時還可以顯著消浪，為人類提供了社會、經(jīng)濟和生態(tài)價值商品與服務，是獨特且重要的生態(tài)系統(tǒng)［2-4］。近年來遙感技術的快速升級使得大尺度、多時相紅樹林群落演變過程監(jiān)測及其驅(qū)動因子識別成為可能［5，6］，已有研究表明海平面變化等自然因素是控制人新世以前紅樹林群落時空分布與調(diào)整的主要因素［7］，但自從人類進入工業(yè)時代以來，濱海土地開發(fā)等一系列人類活動已逐漸代替自然因素，成為影響紅樹林群落分布的主控因素［8］，人類活動影響下紅樹林演變過程及其響應機制已成為學者、政府和社會關注的熱點問題之一。

深圳灣紅樹林群落是中國唯一地處城市腹地的紅樹林群落，具有突出的生態(tài)價值和重要的社會意義［9，10］。作為中國改革開放政策的先驅(qū)者，深圳在過去四十年里快速城市化，創(chuàng)造了舉世矚目的“深圳速度”。然而，城市發(fā)展過程中的一系列整治工程顯著改變了深圳灣動力環(huán)境與灘槽格局［11，12］，直接或間接的對紅樹林群落造成了影響。本文基于多時相遙感影像，識別了1988-2017 年深圳灣紅樹林群落的時空變化特征，并結合實測地形資料，分析了人類活動因素對紅樹林群落的影響。該研究可為河口紅樹林群落的可持續(xù)開發(fā)與利用提供參考，并對粵港澳大灣區(qū)生態(tài)文明建設具有積極意義。

1 數(shù)據(jù)與方法

1.1 研究區(qū)域概況

深圳灣位于珠江口伶仃洋以東，是一個外窄內(nèi)寬的半封閉海灣，總集水面積約為655 km2，上游承接深圳河、大沙河和元朗河等河流來水，灣口與伶仃洋相通，吞吐伶仃洋潮水。潮汐為典型的不規(guī)則半日潮，平均潮差為1.5 m。改革開放前，深圳灣處于自然演變狀態(tài)［13］，近年來深圳城市化步伐加快，一系列河灣整治工程項目相繼實施，其中主要包括以擴充深圳市土地資源為目而實施的深圳灣圍墾工程和以提高深圳河防洪能力為目的而實施的深圳河治理工程。

深圳灣紅樹林群落位于深圳內(nèi)灣東北角，由位于深圳南部海岸的福田自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落和位于香港特別行政區(qū)新界西北海岸的米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落共同組成（圖1），其中福田國家級自然保護區(qū)是中國6個紅樹林國家級自然保護區(qū)之一，而香港米鋪保護區(qū)是列入拉姆薩爾公約的國際重要濕地。群落品種主要包括白骨壤、秋茄、海桑、無瓣海桑和桐花樹等，其中白骨壤和秋茄為優(yōu)勢物種。

圖1 深圳灣紅樹林群落分布示意圖Fig.1 Sketch map of mangrove community in the Shenzhen Bay

1.2 遙感數(shù)據(jù)獲取

本研究采用10 副具有30 m 空間分辨率的美國Landsat 5 和landsat8 地表反射率產(chǎn)品解譯分析1988-2017 年間深圳灣紅樹林群落的時空變化。所有遙感影像數(shù)據(jù)均下載自美國地質(zhì)勘探局網(wǎng)站（https：//earthexplorer.usgs.gov/）。由于深圳灣范圍相對于遙感影像拍攝范圍較小，10副地表反射率產(chǎn)品的圖像條帶號和行編號均為122 和44，所有影像數(shù)據(jù)均經(jīng)過大氣校正和幾何校正，影像投影坐標系均為通用橫軸墨卡托坐標系，地理坐標系為WGS-84。為防止?jié)撛诘奈锖蚱?，所有選用影像的獲取時間均在10月至12月之間，各影像的具體信息見表1。

表1 所用遙感影像的具體信息Tab.1 Details of the employed satellite images used in the current study

1.3 影像分類與驗證

根據(jù)實地查勘結果，認為深圳內(nèi)灣主要有6 種土地覆蓋類型，分別為紅樹林、城市土地、水體、森林/灌木區(qū)、潮間帶和水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)。將Landsat 5 和Landsat 8 地表反射率產(chǎn)品分別按照4、5、3 和5、6、4 的波段組合進行假彩色合成，首先基于成像顏色、形狀和紋理及其相關特征，目視識別得到每副影像中不同土地覆蓋類別的地面參考點，然后根據(jù)Google Earth 高分辨率遙感影像驗證地面參考點的真實性，并排除明顯分類錯誤的地面參考點。此外，在2019 年5 月17 日和9 月3 日還分別開展了深圳灣實地查勘，以對不同土地覆蓋類別的地面參考點選取結果進行復核。最終每副影像內(nèi)的地面參考點個數(shù)介于139～204 之間，將其中不到一半的參考點劃分為監(jiān)督分類的訓練集，其余參考點作為分類結果的驗證集。

基于地面參考點訓練集，采用支持向量機方法對每副影像的土地覆蓋類別進行監(jiān)督分類。由于本研究主要關注深圳灣紅樹林群落的時空變化，將反射光譜較為接近的水體與潮間帶和城市與森林/灌木分別作為一個整體類別進行分類。分類后處理包括糾正孤立噪聲點以及明顯的誤分類區(qū)域等，如紅樹林存活需要合適的淹沒環(huán)境，將誤分類為紅樹林群落的內(nèi)陸森林/灌木區(qū)域進行修正。后處理結束后，根據(jù)地面參考點驗證集，計算每副影像的分類精度，十副遙感影像分類結果的總體精度介于90.3%～97.4%之間，Kappa 系數(shù)介于0.87～0.96 之間，表明分類精度較高，分類結果可以用于研究深圳灣土地覆蓋類別的時空變化。

1.4 紅樹林群落動態(tài)變化監(jiān)測及其與人類因素的關系

根據(jù)分類結果，計算1988-2017 年間深圳內(nèi)灣不同土地覆蓋類別的面積變化和面積占比變化以及紅樹林群落加權質(zhì)心的空間變化，以分析紅樹林群落的時空變化特征。然后計算不同時間段內(nèi)紅樹林群落與其他土地覆蓋類別間的轉換矩陣，以探究紅樹林群落動態(tài)變化的主控因素。

1988-2017年間可能影響深圳灣紅樹林群落的人類活動主要包括毀林和人工補種、深圳灣圍墾工程和深圳河治理工程，其中毀林和人工補種對紅樹林群落的影響可通過分析紅樹林群落與城市用地和水產(chǎn)養(yǎng)殖用地間的轉換矩陣得到。深圳灣圍墾工程對紅樹林群落的影響則通過分析工程實施階段內(nèi)灣納潮量變化與紅樹林面積變化之間的關系得到。深圳河治理工程對紅樹林群落的影響則通過研究工程實施后不同時段內(nèi)灣水深變化與對應位置處紅樹林面積變化之間的關系得到，該方法首先將不同年份的實測水深散點插值形成深圳灣數(shù)字高程模型，然后計算2006-2009，2009-2013 和2013-2017 年3 個不同時間段內(nèi)深圳灣的水深變化，最后將其與對應位置處的紅樹林面積變化建立起空間連接關系。需要注意的是，為考慮紅樹林群落對地形變化可能存在的滯后響應，2009-2013 年和2013-2017年間深圳灣水深變化由該時段與前一時段內(nèi)的水深變化相加得到。

2 結果與分析

2.1 土地覆蓋類別的時空變化

分類結果顯示過去30 年間深圳內(nèi)灣土地覆蓋類別時空變化明顯（圖2）。受圍海造地工程影響，1988-2017年間深圳內(nèi)灣水體面積和水產(chǎn)養(yǎng)殖面積分別減小超過1 688 和678 hm2（表2），其中近94%的水產(chǎn)養(yǎng)殖面積減少發(fā)生在深圳側。圍海造地導致深圳市城市用地面積快速增加，1988-2006 年間深圳市新增城市用地約2 151 hm2。與深圳相比，香港米鋪自然保護區(qū)附近城市用地面積變化不大，一直維持在約428 hm2附近。臨近水產(chǎn)養(yǎng)殖用地面積在過去30 年內(nèi)的平均值為558.7 hm2，與香港漁農(nóng)署報道的540 hm2基本一致［14］。

表2 1988-2017年間深圳內(nèi)灣深圳側和香港側土地覆蓋類別的面積變化Tab.2 Area change of land use categories in the Shenzhen and Hong Kong sides of Shenzhen Inner Bay from 1988 to 2017

圖2 1988-2017年間深圳內(nèi)灣土地覆蓋類別分類結果Fig.2 Land cover classification map of the Shenzhen Inner Bay from 1988 to 2017

深圳灣紅樹林群落面積在過去30 年間快速增加，從1988年的259.6 hm2增加至2017年的527.1 hm2，年增加率為8.9 hm2。紅樹林群落面積變化存在顯著時空差異，其中米鋪自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落面積由1988 年的196 hm2逐漸增加至2017 年415 hm2，占紅樹林群落面積總增加量的81.8%。而福田自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落面積則表現(xiàn)出先減小，后增加的變化態(tài)勢，由1988 年的63.5 hm2逐漸減小至1998 年的53.6 hm2，減小幅度達15.6%，后逐漸恢復到原有水平，并繼續(xù)增加了48.6 hm2，在2017年達到112.1 hm2。

2.2 紅樹林群落質(zhì)心遷移分析

福田和米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心的空間變化計算結果顯示（圖3），1988-2017年間深圳內(nèi)灣紅樹林群落表現(xiàn)出整體向外遷移的態(tài)勢，兩個保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落質(zhì)心變化擬合結果的相關系數(shù)（R2）分別為0.57和0.68。具體而言，1988-2017年間福田自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心向東南方向外延了約426.8 m，其中以1991-1995 年間的移動幅度最大，達235 m。1988-2017 年間米鋪自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心以順時針方向逐漸向海遷移約477.5 m，年均移動距離為15.9 m。需要注意的是，1998-2001 年間福田保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心的空間變化表現(xiàn)為120.5 m 的西北向運動，這主要與這段時期內(nèi)鳳塘河沿岸紅樹林群落的快速擴張有關。

圖3 1988-2017年間福田和米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心的空間變化Fig.3 Spatial variations in the area-weighted centroids of the mangrove forests in the Futian and Mai Po reserves during 1988-2017

2.3 紅樹林與其他土地覆蓋類別的轉換關系

紅樹林群落與其他土地覆蓋類別的轉換矩陣顯示，向海擴張是1988-2017年間深圳內(nèi)灣紅樹林群落面積快速增長的主要原因，其分別占福田和米鋪紅樹林群落面積總增加量的133.9%和93.8%（圖4）。水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域和城市區(qū)域?qū)ΩＬ锖兔卒佔匀槐Ｗo區(qū)內(nèi)紅樹林群落的影響完全相反，其中福田保護區(qū)內(nèi)分別有6.2 和10.4 hm2的紅樹林區(qū)域在過去30 年間轉換成為水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域和城市區(qū)域。而香港側有13.5 hm2的水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域轉換成為紅樹林區(qū)域，且周邊城市區(qū)域與紅樹林群落之間的轉換關系不明顯。

圖4 1988-2017年間深圳灣紅樹林與其他土地覆蓋類別的轉換關系Fig.4 Relative contributions of aquaculture，urban land and water bodies to mangrove area changes in the Shenzhen Bay between 1988 and 2017

1988-2017年間福田和米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落面積變化存在顯著時間差異，該期間福田自然保護區(qū)內(nèi)向海擴張的紅樹林區(qū)域有65.1 hm2，其中較大規(guī)模的擴張發(fā)生在1998-2001 年間和2013-2017 年間，分別為13.2 和16.5 hm2。然而1988-1998年間福田自然保護區(qū)內(nèi)有23.7 hm2的紅樹林區(qū)域轉換成為城市用地和水產(chǎn)養(yǎng)殖用地。盡管1998-2004 年間有5.1 hm2的城市用地和水產(chǎn)養(yǎng)殖用地恢復成為紅樹林區(qū)域，但1988-2017 年間福田保護區(qū)內(nèi)仍有總計16.6 hm2的紅樹林區(qū)域因人類活動而消失。

與福田自然保護區(qū)相比，米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落受人為干擾較小，紅樹林區(qū)域向城市用地或水產(chǎn)養(yǎng)殖用地的轉換量明顯小于福田自然保護區(qū)。米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落快速向海擴張，其中較大規(guī)模的擴張發(fā)生在1991-1995 年間和1998-2001 年間，分別為42.7 和39 hm2。盡管與臨近城市用地間的凈轉換量很小，但1991-1995 年間該保護區(qū)內(nèi)還是有3.6 hm2的紅樹林區(qū)域轉換成為城市用地，但該損失隨后被城市用地向紅樹林區(qū)域轉換所抵消。過去30 年間米鋪保護區(qū)內(nèi)有接近13 hm2的水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域轉換成為紅樹林區(qū)域，其中轉換主要發(fā)生在尖鼻嘴附近，為1995-1998年間的5.5 hm2。

3 討論

3.1 毀林和人工補種

盡管過去30年內(nèi)深圳灣紅樹林群落面積整體呈上升趨勢，但人為毀林也導致了部分紅樹林群落消亡。1988-1998年間福田自然保護區(qū)內(nèi)有超過23 hm2的紅樹林區(qū)域轉換成為城市用地或水產(chǎn)養(yǎng)殖用地，其中最大轉換發(fā)生在1988-1991年間，轉換量占1991 年福田紅樹林群落總面積的15.8%。何奮琳［15］報道稱，自1991 以來深圳灣沿線實施了一大批城市建設工程，包括深圳濱海大道、廣深高速、新洲河和鳳塘河排洪工程以及濱海房地產(chǎn)開發(fā)項目等，這是導致1988-1998 年間沿岸紅樹林群落大幅退化和消失的主要原因。為盡可能地恢復受損紅樹林群落，深圳市政府1998年起在福田自然保護區(qū)內(nèi)實施了人為補種工程，這表現(xiàn)為1998-2004 年間福田保護區(qū)內(nèi)共有5.6 hm2紅樹林區(qū)域從臨近城市土地和水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域轉換得到。

與福田自然保護區(qū)相比，過去30年間米鋪自然保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落在國際拉姆薩爾公約的保護下受人類直接干預的影響有限。但2013-2017 年間也有6.8 hm2的紅樹林區(qū)域因為維持山貝河防洪能力需要而被人為清除［14］。

3.2 深圳灣圍墾工程

為緩解日益增長的城市用地需求，為深圳市經(jīng)濟發(fā)展提供新的空間，1988-2006 年間深圳市政府在深圳內(nèi)灣北部和西部沿海實施了大規(guī)模圍海造地工程。工程使得深圳市城市用地面積從1988 年的1 194.3 hm2快速增加至2006 年的3 346 hm2（圖5），但也導致深圳內(nèi)灣水域面積快速減小，內(nèi)灣納潮量從1988年1.41 億m3減小至2006年的1.13 億m3，減幅達19.8%（圖5）。然而與造成紅樹林群落消亡相反，圍墾工程實施階段紅樹林群落面積快速增加。這是因為圍墾工程實施后納潮量降低，導致深圳灣發(fā)生明顯淤積，例如倪晉仁等［16］發(fā)現(xiàn)1996年深圳灣的沉積率幾乎是1986年的兩倍，王富永等［13］發(fā)現(xiàn)深圳灣圍墾工程結束后深圳河口處形成了新的潮間帶?？焖俪练e環(huán)境不僅有利于紅樹林幼苗的傳播，同時還為其生長提供了額外空間，最終促進了紅樹林向海大幅擴張。相關分析結果顯示1988-2006 年間紅樹林向海擴張面積與同期因圍墾工程實施導致的納潮量減小呈顯著正相關關系（圖6），納潮量減小可以解釋187.9 hm2的紅樹林群落面積增加，占1988-2017 年間紅樹林群落面積總增加量的70.2%，表明圍墾工程是導致近30 年來深圳灣紅樹林群落快速向海擴張的重要因素。

圖5 1988-2017年間內(nèi)灣深圳側城市用地面積和內(nèi)灣納潮量變化Fig.5 Temporal variations in the extent of Shenzhen urban land and the tidal prism of Shenzhen Inner Bay between 1988 and 2017

圖6 圍墾時期內(nèi)灣納潮量變化與紅樹林面積變化之間的關系Fig.6 The relationship between mangrove area and tidal prism during the implementation of the Shenzhen Bay Reclamation Project

3.3 深圳河治理工程

深圳河治理工程由深港政府共同實施，分四期對深圳河進行裁彎取直、擴寬挖深，工程于2017 年全部完工。深圳河治理工程的實施改變了進入深圳灣的水沙通量，導致深圳內(nèi)灣發(fā)生沖淤變化，進而影響紅樹林群落的空間分布。深圳河治理工程完工初期，河道拓寬浚深，導致河道納潮量增加，河口凈輸沙方向為向上游凈輸沙（圖7），這有利于深圳內(nèi)灣侵蝕，從而限制紅樹林群落向海擴張。然而，紅樹林群落面積變化與對應位置處的水深變化間關系顯示2006-2009 年和2009-2013 年這兩個時段內(nèi)仍有分別超過12和9 hm2的紅樹林群落擴張發(fā)生在河床發(fā)生侵蝕的區(qū)域［圖8（a），（b）］，這是因為深圳灣圍墾工程實施后所產(chǎn)生的河口灣淤積幅度抵消了深圳河治理工程完工初期引起的內(nèi)灣沖刷對紅樹林群落的負面影響，使其能夠在河床發(fā)生侵蝕的區(qū)域仍能向海擴張。當排除發(fā)生在河床沖刷區(qū)域的紅樹林面積增加后，2006-2009 年和2009-2013 年間紅樹林群落面積變化與對應位置處的水深變化顯著相關，相關系數(shù)（R2）分別為0.82 和0.86，表明這兩個時段內(nèi)分別有0.9 和2 hm2的紅樹林群落面積增加及0.7和1.3 hm2的紅樹林群落面積減少與深圳河治理工程完工初期引起的內(nèi)灣沖淤變化有關。

圖7 深圳河治理工程完工后深圳河口凈輸沙量的年際變化Fig.7 Temporal variations in the sediment load from the Shenzhen River after the implementation of the Shenzhen River Regulation Project

深圳河治理工程實施后，河道因挾沙能力不足發(fā)生持續(xù)淤積［17］，納潮量逐漸減小至工程前水平，入海沙量逐漸增加，河口凈輸沙方向逐漸轉變?yōu)橄蚝糨斏常▓D7），導致內(nèi)灣經(jīng)歷淤積，這為河口紅樹林群落提供了額外的生長空間，從而促進了紅樹林群落向海擴張。2013-2017年間深圳灣紅樹林群落面積變化與對應位置處的水深變化呈顯著正相關［圖8（c）］，相關系數(shù)（R2）達0.84，表明這期間有21.8 hm2的紅樹林群落面積增加與深圳河治理工程完工后引起的內(nèi)灣淤積有關。

圖8 深圳河治理工程完工后紅樹林面積變化與對應位置水深變化之間的關系Fig.8 The relationship between mangrove area change and cumulative bathymetric changes after the implementation of the Shenzhen River Regulation Project

總體而言，過去30年間人類活動對深圳灣紅樹林群落產(chǎn)生了兩種截然不同的影響。一方面，深圳灣圍墾工程和深圳河治理工程所引起的內(nèi)灣淤積可以解釋209.9 和22.7 hm2紅樹林群落面積的增加，這分別占1988-2017 年間紅樹林群落面積總增加量的78.4%和8.5%。另一方面，福田自然保護區(qū)和米鋪自然保護區(qū)內(nèi)分別曾有23.5 和6.8 hm2的紅樹林群落因城市用地和水產(chǎn)養(yǎng)殖區(qū)域擴張以及防洪工程修建而消亡，但人工補種彌補了福田自然保護區(qū)內(nèi)5.6 hm2紅樹林區(qū)域的損失。

4 結論

（1）1988-2017 年間深圳灣紅樹林群落面積由259.6 hm2持續(xù)增加至527.1 hm2。向海擴張是紅樹林群落面積增長的主要途徑，其分別占福田保護區(qū)和米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林面積增加量的133.9%和93.8%，兩個保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落加權質(zhì)心在過去30年內(nèi)分別向海遷移426.8 m和477.5 m。

（2）紅樹林群落面積變化存在顯著時空差異，其中米鋪保護區(qū)內(nèi)紅樹林面積在過去30年內(nèi)持續(xù)增加，增加量占紅樹林面積總增加量的81.8%，而同期福田保護區(qū)內(nèi)紅樹林群落面積則在毀林和人工補種影響下表現(xiàn)出先減小、后增加的變化特點。

（3）深圳灣圍墾工程和深圳河治理工程實施后引起深圳灣淤積，為河口紅樹林群落提供了額外的發(fā)展空間，從而促成了紅樹林群落的快速向海擴張。相關分析顯示深圳灣圍墾工程和深圳河治理工程可以分別解釋78.4%和8.5%的紅樹林群落總面積增加。