河口是流域和海洋物质交换的主要通道, 由于陆、海交互作用及强烈的人类干扰活动, 河口区成为环境变化的敏感带和生态系统的脆弱带。河口生态系统健康评价作为区域生态环境评价的一种新方法, 能够客观反映河口区生态系统的总体特征, 并探索生态系统各个层次存在的问题和隐患^[1], 从而采取相应的策略, 实现生态系统的健康和可持续发展。该方法已广泛应用于河口生态系统环境研究^[2-4]。

由于河口处在流域的最下游, 来自流域、河口海岸带和海洋的自然压力和人类活动压力共同影响着河口生态系统的健康状况^[5], 仅利用河口收集的数据进行评价对于理解河口生态系统健康是受限制的, 应在流域水平上考虑各因素之间的交互影响^[6]。黄河口是我国著名的大河河口, 但已开展的生态系统健康评价分别集中于黄河三角洲湿地^[7-9]、莱州湾及黄河口水域^[10-11], 而大空间尺度的综合性健康评价尚未开展。为了全面理解河口生态系统健康状况, 本研究选取反映河口及其毗邻陆域、海域生态特征的一系列指标, 基于压力-状态-响应(PSR)模型建立生态系统健康评价指标体系, 利用综合指数法(comprehensive evaluation index, CEI)对黄河河口区生态系统健康状况进行评价, 以期为区域科学管理和可持续发展提供依据。

1 研究区域与数据来源 1.1 研究区概况

河口生态系统健康受流域、海岸带及海洋的综合影响, 而流域下游的各种生态指标是对上游生态环境的一定反映。因此, 本研究中的黄河河口区是指与黄河口相邻的、对其生态环境最具影响的黄河三角洲湿地、黄河河口及一定范围内的相邻海域作为一个整体进行研究。基于区划的完整性、统计资料的一致性及海上调查范围, 以东营市河口区、东营区和垦利县的行政区域、黄河河口及相邻海域为典型研究区域(图 1)。

黄河口区域处于山东半岛和辽东半岛环抱的中心地带, 处于京津唐经济区与沿黄经济带的交汇点。研究区所属的黄河三角洲是国际重要湿地, 也是世界上暖温带保存最广阔、最完整、最年轻的湿地生态系统；黄河三角洲国家级自然保护区, 是以保护新生湿地生态系统和珍稀濒危鸟类为主的湿地类型自然保护区。毗邻的渤海是多种经济鱼虾类的产卵场和索饵场, 在黄渤海渔业生产上曾占有极其重要的地位。

20世纪80年代以来, 黄河断流、入海河流水质污染、三角洲开发、捕捞强度增大及海水养殖面积迅速扩增等多种因素的影响, 黄河口及邻近海域生态环境面临严重威胁。

1.2 数据来源

研究区内, 1990年设立黄河三角洲自然保护区, 1993年黄河三角洲开发进入山东省委决策。本研究选择1991年和2013年为研究时段, 分别代表黄河口区域轻度开发及人类活动强烈干扰阶段。根据研究区的植被特征、物候期特点以及海上调查时间, 以10月份为基准进行数据选择。

遥感数据有美国Landsat 5 TM和Landsat 8 OLI影像数据各一景, 成像时间分别为1991年9月23日和2013年10月5日, 轨道号为121/34。

实地调查数据包括2013年10月河口及邻近海域的海洋生物资源数据、物理化学等环境数据；研究区1991年相同时段内无海上调查航次, 因此海洋生物资源历史数据选用最接近的1992年8月份。

统计数据：1991年、2013年东营市统计年鉴；1991年、2013年《黄河水沙公报》；2013年《黄河水资源公报》、2013年《中国海洋灾害公报》。

其它资料：《海水水质标准GB 3097-1997》、中华人民共和国环境保护部2014年1月颁发的《国家生态文明建设示范村镇指标(试行)》及公开发表的文献资料。

2 研究方法 2.1 评价指标体系构建

联合国OECD和UNEP提出的“P-S-R”概念框架模型, 反映人类活动对生态环境造成的压力、生态系统状态变化以及人类对于生态系统状态变化的响应三者之间的关系, 目前被应用于各个领域及区域的生态健康评价中^[12-13]。

在遵循科学性、整体性、代表性与敏感性、规范化、简明性与可操作性、动态与稳定性以及定性与定量相结合^[14]等指标体系构建原则的基础上, 综合对研究区生态环境特征和生态健康影响因素的分析, 基于PSR模型, 构建黄河河口区生态系统健康评价指标体系(表 1)。

2.2 评价指标计算

利用ENVI软件, 分别选取OLI 5 6 4和TM 4 5 3原始波段进行遥感影像合成, 在几何精校正的基础上, 进行增强处理、噪音消除等。根据计算评价指标所需的数据, 采用非监督分类和人工目视解译相结合, 将研究区陆地景观分成8种类型, 即盐田、养殖水面、林草地、河流、人工水域(水库、坑塘、沟渠)、滩涂、人类干扰用地(耕地、建设用地、道路)和未利用地, 生成景观分类图, 并计算各类景观面积。利用抽样统计, 以现状图、野外调查采样点对比等方法对解译结果进行检验, 分类精度均达到90%以上。

利用遥感影像红色波段和近红外波段构成的归一化植被指数进行反演, 获取陆地区域NDVI指数, 并计算平均值。平均弹性度指数根据不同景观面积和景观弹性度分值计算获得, 参考相关文献^[15-17]并结合实际情况, 研究区各景观的弹性度分值见表 2。景观破碎度指数和景观多样性指数利用Fragstats 3.2景观指数软件计算获得。

利用遥感反演数据、实测数据和统计数据, 根据数学公式计算, 获取各评价指标, 详细计算方法见文献^[14]。

2.3 数据标准化

评价指标类型复杂, 数据性质、量纲不同, 各指标之间没有可比性, 为了消除这种影响, 通过标准化处理成无量纲数据, 统一在0-1之间^[18], 合理确定基准值是数据标准化的前提。健康是一种相对概念, 绝对健康的生态系统是不存在的, 绝对的健康标准也是不存在的, 区域生态系统健康评价, 应着重于探讨区域生态系统健康的时间动态, 而非人为判定某时某地生态系统的健康与否, 从而保障研究的客观性^[19-20]。因此, 本研究中基准值的选择按照以下原则：1)若有国家标准, 则以国家标准为基准值；2)若没有国家标准, 则以1991年的数据作为基准；3)既无国家标准, 又无1991年数据, 则借鉴相关科研成果。

评价指标分为正向指标和负向指标, 两者的标准化形式不同。

对于正向指标:

对于负向指标:

式中, X_i^*为评价指标i因子的标准化值, X_i为评价指标i因子的现状值, R_i为评价指标i的基准值。当X_i^*≥1是, 标准化值为1；当X_i^*＜1时, 标准化值为X_i^*。

2.4 评价等级的确定

生态系统健康状况的划分没有统一或公认的标准, 本研究参考相关文献资料^{[8, 21]}, 将黄河河口区生态系统健康状况划分为5个等级(表 3)。

2.5 评价方法

本研究通过专家打分法^[22]并参考相关研究成果^[7-8]构造判断矩阵, 采用层次分析法确定指标因子权重^[23-24], 通过加权求和^{[2, 17]}构建黄河河口区生态健康评价综合指数(CEI), 获得其生态系统健康评价结果。

式中, CEI为生态系统健康评价综合指数, 取值范围为0-1, n为评价指标个数, W_i为第i指标的权重, E_i为第i指标的标准化值。各评价因子的权重与各评价因子的无量纲化标准值进行加权计算得到上一级的健康指数, 依次计算, 分别获得黄河河口区生态系统压力层、状态层和响应层健康指数, 最终获得整个研究区的生态系统健康评价综合指数。

3 结果与分析 3.1 压力分析

压力指数描述人类活动和自然过程对生态系统形成的干扰和胁迫, 一定程度上反映生态系统所承受的压力以及人类向生态系统索取资源的程度。根据专家打分和层次分析结果, 各指标的权重值见表 4。在众多压力指标中, 黄河入海年径流量对生态系统压力状况影响最大, 其次为黄河断流天数。黄河入海径流每年向渤海输入巨量淡水, 泥沙和各种营养盐类, 并在河口和邻近海域形成了适宜于海洋生物生长、发育的高生产力海洋生态环境, 因此黄河入海径流量和黄河断流天数对研究区生态系统健康意义重大。另外, 人类干扰度指数、海洋捕捞产量等人为影响因素对河口区域的生态系统压力也影响显著。

从现状值和基准值的比较来看, 人工盐田指数、浅海养殖产量、养殖用地指数以及海洋捕捞产量变化较大, 基准值均为1991年数据, 这表明从1991年到2013年, 随着海岸带开发及海洋过度捕捞, 人工盐田面积、浅海养殖产量、养殖用地面积以及海洋捕捞产量都大幅上升。研究区的农药使用强度远远超过规定标准, 而生活污水处理率、黄河入海年径流量和黄河断流天数都有所改善。

根据各评价因子标准值及其权重, 获得黄河河口区压力指数为0.8288, 处于健康状态。

3.2 状态分析

状态指数是生态系统健康评价中最重要的指标, 不仅反映生态系统在自然和人为因素作用下的结果, 也反映生态系统结构和功能在外力干扰和胁迫下所处的状态。黄河河口区状态评价各指标的权重及标准化值见表 5。从状态指标的组合权重来看, 鱼类生物多样性指数和鱼类生物量的重要性最大, 其次为湿地面积指数和浮游动物种类数, 而河口及邻近海域的石油类、无机氮相对较小。鱼类作为海洋生态系统食物产出的主要类群, 其生物多样性指数和生物量代表了海域生态系统的变化。湿地面积指数代表了陆地区域土地利用结构和功能, 湿地作为与海洋、森林并称的全球三大生态系统之一, 在涵养水源、调节气候以及美化景观等多个方面具有不可替代的作用, 对维护区域生态系统健康至关重要。

对各指标现状值和基准值对比发现, 正向指标中的陆地区域NDVI指数、鱼类生物多样性指数和底栖生物种类数较1991年均大幅提高。NDVI指数表征陆地区域的生产力水平；生物多样性则描述了生态系统中物种的丰富程度, 体现生态系统的复杂性, 对维护生态系统的稳定具有重要作用, 这表明该类指标对维护生态系统的健康起到积极作用。湿地面积指数、天然湿地面积指数、林草覆盖率、鱼类生物量较1991年均显著降低, 根据1991年和2013年遥感数据解译, 1991年研究区湿地面积为2679 km², 而2013年降为2155 km²；天然湿地面积由1991年的2496 km²下降为2013年的1222 km²；林草地由1991年的1240 km²下降为2013年的499 km²；2013年的鱼类生物量仅为1991的3.84%。物理化学指标中的重金属指数远远超过《海水水质标准GB 3097-1997》规定的海洋渔业水域标准(≤7)。

经计算, 黄河口区域状态指数为0.6458, 处在健康和亚健康的临界状态。

3.3 响应分析

响应指数主要表征人类为防止生态环境恶化和恢复生态系统健康所做出的反应。人是生态系统的核心, 所以人类健康指标所占的权重较大, 区域的人口健康状况对其生态系统响应评价有重要影响。政策法规贯彻力度对区域生态系统响应评价影响次之, 这是由于政策法规的倾斜程度和执行力度对区域社会、经济和生态发展都具有深远影响。

从指标现状值和基准值的比较可以看出, 与1991年相比, 2013年人均GDP为1991年的133倍, GDP增长率为1991年的3.5倍, 区域的海洋经济比重也大幅增长。但人口死亡率上升, 人口健康状况较1991年有所下降。

经计算, 黄河口区域响应指数为0.9055, 为健康状态。

3.4 黄河河口区健康状况评价

根据区域特征分析和相关参考文献, 压力、状态、响应的权重分别赋予0.297、0.539、0.164。基于上述分析和权重值, 利用健康评价综合指数模型, 获得黄河河口区综合健康指数为0.7427。表明就整体而言, 与1991年相比, 2013年黄河河口区生态系统仍处于健康状态(0.6-0.8), 但健康状况却明显下降。

4 讨论与结论 4.1 关于研究区域的选择

河口生态系统健康不仅受自身因素的影响, 来自流域、海岸和海洋的多重压力共同影响着其健康状况^[5-6], 本着评价指标全面、评价结果客观的原则, 该研究着眼于大空间尺度、多生态类型、综合性评价河口生态系统健康状况。理论上讲, 整个流域的自然压力和人为压力都会影响河口生态系统健康状况, 但由于数据获得等方面的原因, 将整个流域的指标纳入评价体系是困难的。而与河口紧邻的三角洲湿地处于咸淡水交汇处, 生态环境异常脆弱, 受外界因素影响极易发生变化, 且其变化对黄河河口的生态环境产生重要影响；此外, 下游的各种生态指标也是对流域生态环境的一定反映。因此本论文将研究范围定义为对河口生态环境影响最大的黄河三角洲湿地、黄河河口及其一定范围内的相邻海域作为一个整体。同时, 评价指标中的统计指标都以一定的区划单位获取数据, 因此, 黄河三角洲湿地具体指临海的东营市河口区、东营区和垦利县的行政区域；考虑海洋相关数据的获得性, 相邻海域根据海洋生物资源、海洋环境海上调查范围及其与河口的距离大致确定。

4.2 评价指标体系

在河口生态系统健康评价中, 选择合适的评价指标是关键。研究区包含了多个子系统, 并且各子系统间存在着交互作用, 为了能够客观评价生态系统健康状况, 必须按照一套严格的指标筛选原则, 构建一个能覆盖和衡量河口区生态系统各个方面的指标体系, 全面反映该特定生态系统实际状态及生态系统内部的联系^[25]。本研究借助于PSR因果关系模型, 全面分析黄河河口区生态系统的“压力”、“状态”和“响应”, 充分理解影响河口区生态系统中各因素的作用过程以及彼此之间的因果关系, 从多个方面遴选了43个指标系统地构建了黄河河口区生态系统健康评价指标体系。

压力指标包含了人口压力、陆源污染、海岸带开发和自然压力4个方面, 为人类和自然对生态系统的外源性输入和干扰, 反映了一定时期内的资源利用强度及其变化趋势。状态指标是生态系统对人类压力和自然压力响应后的现状, 状态指标可作为生态系统异常的早期预警提示, 状态指标包含了河口区生态系统的生产力、生物多样性、结构和功能、自然灾害、物理化学等指标。生产力表明了生态系统的生产能力, 是一切生态系统存在的物质基础；生物多样性描述了生态系统中物种的丰富程度, 表征了生态系统的复杂性, 对维护生态系统的稳定具有重要作用；结构和功能指标表明生态系统中不同类型的组成及其服务和产出功能；物理化学指标则用于衡量河口及邻近海域生态系统的非生物环境状况。响应指标反映了社会或个人为了改变或预防不利于人类生存和发展的生态环境而做出的改变, 主要考虑社会经济、人类健康、文化、政策措施等因素。所有指标涵盖了黄河三角洲湿地、河口、相邻海域各区域的主要生态特征和生态问题。

该指标体系主要基于宏观指标和景观格局指标, 将遥感数据、监测数据、统计数据及他人研究成果相结合进行评价指标的计算, 与其他类似研究^[7-8]相比较, 本研究提出了更全面、更综合的评价指标体系, 并将遥感技术应用其中。

4.3 黄河河口区生态系统健康现状及原因分析

评价结果表明, 以1991年及相关国家标准为基准, 2013年黄河河口区生态系统健康综合指数为0.7427, 处于健康状态, 但与1991年相比较, 健康状况明显下降。于洪良^[9]从湿地功能整合性、湿地生态特征及社会环境3个方面分析了垦利县湿地生态健康状况, 总体得分为0.6865；王薇等^[8]的研究表明垦利县湿地生态系统处于脆弱状态；安乐生等^[7]以现代黄河三角洲为研究区域进行湿地生态系统健康状况空间分析, 结果显示研究区湿地健康条件处于一般病态和健康之间。由于评价目的、感兴趣区域、研究关注点甚至个人学术兴趣的差异, 评价指标的选择会有所不同, 评价结果往往不能进行绝对比较^[26-27], 但本研究结果反映的黄河河口区生态系统健康状况与上述研究基本一致。

状态指数和压力指数下降是黄河河口区生态系统健康综合指数下降的主要原因。就各评价指标而言, 无论是正向指标还是负向指标, 标准化值越大, 表明该指标的现状值越接近基准值, 对生态系统健康状况贡献越大；反之, 则会引起生态系统健康状况退化。对表 4和表 5各指标权重值和标准化值综合分析, 从1991到2013年, 也即黄河口区域轻度开发至人类活动强烈干扰阶段, 过度捕捞、湿地不合理开发、浅海养殖过度及污染排放是黄河河口区生态系统健康下降的主要影响因素。研究区内, 海洋捕捞产量从1991年的587 774 t增加到2013年的1043 391 t (表 4), 捕捞强度过大使得渤海鱼类小型化和低龄化, 鱼类资源密度大幅下降^[28-29], 黄河口邻近海域鱼类生物量大大降低(表 5)。遥感数据解译获得, 1991-2013年间, 养殖虾蟹池增加了318.66 km², 盐田由1.56 km²增加为432.42 km², 人类干扰用地亦大幅增加, 由2641.25 km²增加到3104.65 km², 致使研究区内的湿地景观和结构发生了巨大变化：天然湿地面积大大下降, 林草覆盖率降低, 以养殖水域、人工盐田为主的人工湿地急剧增加^[30-31]。湿地面积减少, 导致湿地的平均弹性度指数和水文调节指数下降(表 5)。浅海养殖大力发展, 1991-2013年, 浅海养殖产量增加了232%(表 4), 由于浅海养殖主要位于水交换能力较差的浅海滩涂和内湾水域, 使得局部水域环境恶化。陆源污染物的排放及海水养殖过度等原因, 使得海水中的重金属、氮、磷含量严重超标；海洋污染、海水富营养化严重, 海域赤潮频发, 面积不断扩大(表 5)。黄河入海径流量是河口生态系统的主要影响因子^[32], 自1999年黄河水量统一调度以来, 黄河保持不断流, 因此黄河断流天数和径流量指标都优于基准值；但由于黄河流域工农业引沙量的急剧上升且净流量仍然偏小, 致使河口来沙量呈下降趋势(表 4)。

黄河河口区生态系统健康状况已明显下降, 应进行科学管理和生态恢复。控制海洋捕捞, 养护海洋生物资源；严禁天然湿地开发, 逐步恢复林草覆盖, 保护三角洲湿地的生态环境；合理规划浅海养殖, 开展生态养殖；控制陆源污染等一系列措施亟待实施, 但河口区生态系统健康恢复是复杂而长期的系统工程, 需要建立长期的观测和评价机制, 更需要社会各界的积极参与与支持。

需要说明的是, 生态系统健康状况具有时效性, 同一系统在不同的时间内所面临的压力、呈现的状态及其做出的响应都有差别。本研究基于PSR框架模型构建的评价指标体系是以研究区现有的生态特征和发展水平为基础的, 随着黄河河口区生态系统的自然演变、人类活动方式的改变、人类对河口价值期望的改变以及人类对河口科学认识水平的提高, 反映河口区生态系统健康水平的指标也会发生变化, 研究区的生态系统健康状况也会发生相应改变。