无居民海岛生态承载力动态评估——以福建平潭大屿岛为例

田鹏，林丽萍，黄金良∗，李浈

(1.中交上海航道勘察设计研究院有限公司，上海 200120；2.福建省海岸带污染防控重点实验室/厦门大学，厦门 361102)

在我国海域范围内，面积为500m2及以上的海岛约有6500 个，总面积达6600km2，其中有94%属于无居民海岛[1]。无居民海岛大多面积狭小，地域相对独立，生态系统结构也比较单一，生物多样性指数一般不高，稳定性也较差，所以极易受到破坏[2]。同时，现行的海岛开发工作管控力度不足，盲目性和破坏性开发情况突出，资源利用率低，生态环境问题严重，难以实现资源的可持续利用[3]。

在某个特定环境空间下，资源环境的数量与质量以及可承受的人口与经济可持续发展需求的能力称为生态承载力[4]。从生态承载力理论方面看，生态承载力的提出意义重大。目前，生态承载力的评估方法可归纳为“供需对比法”“指标体系法”及“系统模型法”三大类；其中的“生态足迹法”[1，5－8]“状态空间法”[9－11]以及“分级—综合法”[12－15]是应用最为广泛的评估方法[16－17]。国外的海岛生态承载力研究开展得较早，Jansson(1985)研究了瑞典Gotland 岛的区域生态承载力并提出岛群区域规划[18]。池源等(2017)以庙岛群岛南部岛群为研究区构建了一套能够反映陆海双重特征及其空间分异性的海岛生态系统承载力评估模型[19]。黄剑彬等(2017) 基于平潭岛2005—2013 年土地利用数据，运用生态足迹模型，对平潭岛生态承载力进行了分析[20]。李芬等(2016)从人—自然耦合的复合生态系统角度，基于经济社会发展与生态系统之间的交互作用，提出了包含海岛基础承载力、现实承载力两个综合指数的海岛生态系统承载力评估方法，评估了相关海岛生态承载力状况[21]。目前，以生态环境脆弱的无居民海岛为研究对象进行系统的海岛生态承载力研究还鲜见报道。现有海岛生态承载力研究实践以静态评估为主[22－24]，且评价指标及方法存在较大的局限性[25－28]，难以适应生态系统资源开发与发展的要求。另外，也较为缺乏从生态系统服务和生态敏感性方面研究生态承载力的案例实践。

本研究以平潭大屿岛这一无居民海岛作为研究对象，基于以往学者们的研究基础，分别从水土保持服务、海岸侵蚀、水土流失敏感性、植被初级净生产力以及生物多样性等单项指标来分析无居民海岛的生态条件，构建生态承载力评估指标体系，对大屿岛开发前后的生态承载力进行综合评估。期待着本研究结果能够为大屿岛乃至我国无居民海岛的保护与开发提供决策参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

平潭大屿岛(以下简称大屿岛)属于无居民海岛，位于平潭海坛海峡中段东侧，平潭海峡大桥南侧，东距吉钓岛约1.8km，东北距平潭娘宫码头约2.8km，西北距福清小山东码头约2.9km，具有优越的地理位置、良好的资源禀赋、典型的生态系统和原始自然的海岛风貌[29]。2014 年大屿岛处于尚未开发阶段，其总面积为30.76hm2。其中，未利用地面积13.52hm2，占总面积的43.94%，主要集中在该岛屿南部；林地面积7.60hm2，占总面积的24.71%；沙地面积9.29hm2，占总面积的30.20%；水域面积仅0.35hm2，占总面积的1.14%。2019 年大屿岛正在开发建设中，增加建设用地3.08hm2，占总面积的10.02%；林地面积增加0.7hm2，占总面积的26.99%；未利用地面积减少5.12hm2，占总面积的27.3%；沙滩面积减少0.37hm2，占总面积的29%；由于沙滩海岸侵蚀，导致水域面积增加1.71hm2，占总面积的6.68%，主要集中在沿海沙滩。图1 为平潭大屿岛开发前后的土地利用示意图。

图1 平潭大屿岛土地利用示意图

1.2 研究方法

1.2.1 评价指标

本文根据科学性、系统性、实用性及数据可获得性等原则[30]，结合自然资源部2019 年发布的资源环境承载能力和国土空间开发适宜性评价技术指南[31]和研究区实际情况，构建生态承载力评价指标体系(表1)。采用实用性较强的层次分析法(AHP，Analytic Hierarchy Process)确定评价指标权重[32－33]。对比各个指标的重要程度，根据递阶赋权定律可以得到最低层指标相对于最髙目标层的权重，具体见表1。

表1 生态承载力指标的标准和权重

1.2.2 单因素评价方法

(1)水土保持功能评估:采用修正通用水土流失方程(RUSLE，Revised Universal Soil Loss Equation)的水土保持服务模型开展评价，公式[34]如下:

在式(1)中，AC为水土保持量(t/hm2a)；R为降雨侵蚀力因子(MJmm/hm2ha)，具体公式[35]如下；

在式(1)中，K为土壤可蚀性因子(thm2h/hm2MJmm)，可结合土地利用现状，参考相关文献[36－37]对相应的土壤类型进行赋值；LS为地形因子，S表示坡度因子，具体公式[38－41]如下:

L表示坡长因子，具体公式如[40，42]下:

在式(1)中，C为植被覆盖因子；P为水土保持措施因子。根据相关文献的研究方法[43]，可以得到各个土地利用类型的C值和P值。

(2)海岸侵蚀评估:基于ArcGIS 平台，结合不同时期的岸线数据，根据数字岸线分析系统功能模块来计算监测岸段的侵蚀速率，并依据海岸侵蚀强度等级划分(表2)，得到海岸侵蚀现状等级[44]。

表2 海岸侵蚀强度等级划分

(3)水土流失敏感性评估:根据通用水土流失方程的基本原理，公式如下:

式中，SSi为i空间单元水土流失敏感性指数。

(4)植被净初级生产力:植被净初级生产力(NPP，Net Primary Productivity)指绿色植物在单位面积、单位时间内通过光合作用积累的有机物质总量扣除自养呼吸后的剩余部分。有很多模型可估算NPP，其中朱文泉提出的CASA 模型运用较为广泛。本文将采用该方法求算区域的NPP，其中由于数据限制，大屿岛的太阳总辐射采用统一值。

(5)生物多样性评估:生物多样性维护功能是生态系统维持基因、物种、生态系统多样性所发挥的作用，是生态系统提供的最主要功能之一。可用生物多样性维护服务能力指数作为评估指标。«生态保护红线划定指南»中其计算公式为:

式中，S为生物多样性维护服务能力指数，NPPmean为年植被净初级生产力平均值，Fpre为年降水量，Ftem为年气温，Falt为海拔因子。各因子均进行归一化。

将以上图件均重采样至10m×10m 栅格，并做归一化处理。根据AHP 方法确定因子权重之后，将因子权重和因子得分进行栅格计算，通过ArcGIS 10.2 中栅格分类的自然断点法，生成2014 年与2019 年大屿岛生态承载力分布图。

1.3 数据来源

结合研究区域具体情况以及数据可获得性，选取相应的指标。气象数据来自大屿岛附近的四个气象站点:平潭、福清、莆田和长乐；高程数据来源于福建大屿生态示范规划设计方案；土壤数据来源于全国第二次土壤普查结果；遥感影像图来源于91 卫图助手的第20 级数据。2014 年遥感影像日期为2014 年1 月25 日，2019 年遥感影像图日期为2019 年11 月17 日，采用ENVI 软件，结合现场查勘情况进行目视解译。植被覆盖图是根据2014 年7 月14 日与2019 年8 月23 日Landsat OLI 卫星(http://www.gscloud.cn/)生成的，分辨率为15m，具体信息见表3。

表3 研究区数据信息表

2 结果与讨论

2.1 水土保持服务功能

图2 为降雨侵蚀、土壤可蚀性、坡度坡长、植被覆盖、水土保持措施等因子示意图。

图2 大屿岛水土保持服务功能相关因子示意图

由图2 可见，2014—2019 年，大屿岛降雨侵蚀力呈从西北地区向东南地区逐渐递减的状况(图2a 和图2b)，2019 年降雨侵蚀因子最高值为2014 年最高值的近2 倍，高达7.56，最低值也是同样情况，高达7.54，这与降雨的年际变异性直接相关；土壤可蚀性因子K值为0 的主要分布在中部地区，K值为0.12 的主要分布在大屿岛的西北以及东南地区(图2c)；坡长坡度因子整体呈现西北和东南地区较高，其他地区较低的情况，其中最高值高达72.88(图2d)。由图2e 和图2f 可知，大屿岛的植被覆盖因子和水土保持措施具有一定的空间差异性。

根据式(1)对图2 各因子进行运算，获得大屿岛水土保持服务功能空间分布图(图3a 和图3b)。由图3a 和图3b 统计可得，2014—2019 年水土保持服务功能增强，其中分布面积最广的是“一般”，2014—2019 年 从 62.47% 降低到53.76%，主要分布在中部以及西北地区，其次是“低度”，从2014 年的26.21%降低到2019 年的16.18%。2014—2019 年，水土保持服务功能中度、中高度以及高度所占比例增加，其中变化最大的是“中度”，从8.68%增加到17.84%，“中高度”从2.14%增加到8.22%，“高度”从0.5%增加到3.99%。

图3 大屿岛水土保持服务功能空间分布示意图(a 为2014 年、b 为2019 年)、大屿岛海岸侵蚀空间分布示意图(c 为2014 年、d 为2019 年)、大屿岛水土流失敏感性空间分布示意图(e 为2014 年、f 为2019 年)

随着大屿岛的开发建设，水土保持服务功能也随之变化。为此应权衡两者关系，探索两者可以并举的发展道路，可以种植某些草本植物来增强水土保持服务功能[45－46]，亦可从生态系统服务功能视角提出相应生态管理措施。渠斌等(2019)利用最小累积阻力模型构建了海坛岛生态安全格局[47]。对水土保持服务等方面的研究有助于合理利用管控土地空间，合理分配自然资源，调节发展与生态环境保护间的相互平衡，为无居民海岛的保护和开发提供理论依据和科学指导[48]。

2.2 海岸侵蚀

大屿岛海岸侵蚀评估结果见图3c 和图3d。从图3c 和图3d 可以看出，2014 年和2019 年海岸侵蚀稳定级别比例最大，分别高达57.69%和63.54%，主要分布在西北地区和东南地区，具体见图3。其中2014 年侵蚀级别所占比例仅次于稳定级别，为26.22%，微侵蚀占比最小，仅为16.09%；2019 年侵蚀级别高于2014 年同一级别，高达36.46%。

文世勇等(2020)用该方法研究不同时段海南省的岸线侵蚀变化状况并预测局部岸段岸线变化趋势[49]，刘勇等(2016)基于多源数据利用GIS分析了东山岛海岸线类型、位置与长度变化及滩面冲蚀演变[50]，Ahmed 等(2021)选择13 项空间标准从物理和经济社会脆弱性两方面，研究孟加拉国东部沿海地区海岸侵蚀脆弱性[51]，Sahin 等(2019)利用空间贝叶斯网络预测太平洋小岛的海平面上升引起的海岸侵蚀[52]。当前短时间尺度的人类活动已成为海岸侵蚀的最主要因素[53－54]，研究及预测海岸侵蚀变化有助于在脆弱的沿海地区制定积极的缓解策略，以保护人类和资源免受破坏性沿海灾害的影响。

2.3 水土流失敏感性

根据式(6)，结合图2 各子图，开展大屿岛水土流失敏感性评估，结果如图3e 和图3f 所示。由图3e 和图3f 可见，2014 年和2019 年占比最大的就是极强水土流失敏感性，从2014 年的44.17%增加到2019 年的44.81%，主要分布在大屿岛的中部地区以及东南地区，主要是沙地和建设用地；其次是强度水土流失敏感性，从23.19%增加到25.07%。水土流失敏感性变化最大的为水土流失轻度敏感性，从 14.01% 降低到11.42%，主要分布在东南地区的未利用地。2014—2019 年大屿岛水土流失敏感性整体呈增加趋势。赵舒腾(2016)基于RUSLE 模型运用探索性空间分析法探究海坛岛水土流失空间分布情况[55]，赖华燕等(2017)运用GIS 研究平潭岛建设发展过程中的水土流失状况[43]，Lidia 等(2020)利用GIS 研究1960—2012 年西班牙大加那利岛水土流失情况[56]，王维碧等(2020)使用带有辅助数据的NSED－C 分析了2000—2015 年整个黑土地区的土壤侵蚀时空变化[57]。国内外学者主要利用GIS 研究分析水土流失情况，可为该地区的土地合理利用以及海岛开发利用采取的最优防治水土流失措施提供参考。

2.4 植被净初级生产力

图4 为大屿岛月降水、植被覆盖指数(NDVI，Normalized Difference Vegetation Index)、月气温等因子图。

图4 大屿岛植被净初级生产力相关因子示意图

由图4 可见，2014—2019 年大屿岛月降雨量呈现从西北地区向东南地区逐渐递减的状况(图4a和图4b)，且月降雨量相差不大；NDVI 因子(图4c和图4d)整体呈现西北地区和东南地区较高、其他地区较低的状况，2019 年最低值主要分布在沙滩；月气温从西北地区向东南地区递减且相差不大(图4e 和图4f)。

基于ENVI 软件，利用CASA 模型，可得到植被净初级生产力空间分布图(图5)。由图5 可见，2014—2019 年植被净初级生产力持续增强，2014 年分布最广的是中度植被净初级生产力，主要分布在中部以及西北地区，其次是低度和高度植被净初级生产力，所占面积比例分别为26%和26.48%。2019 年高度植被净初级生产力分布最广，从26.48%增加到39.64%，其中面积变化最大的是中度植被净初级生产力，从31.12%降低到10.86%，主要与林地面积增加以及未利用地面积减少有关。

图5 大屿岛植被净初级生产力空间分布示意图

植被净初级生产力不仅是调节生态过程的重要指标，也是碳源(汇)的判定因子，在碳平衡和应对全球气候变化中具有重要的作用。国外学者侧重于相关理论及模型等方面研究[58－59]，国内学者主要研究模型改进及应用等方面问题[60－61]。光能利用模型的相关参数可通过遥感手段获取，并考虑了不同的植被覆盖情况，精度较高且适用于小尺度地区。其中朱文泉(2005)改进的CASA模型模拟了中国主要植被类型的最大光能利用率，根据区域蒸散模型来模拟水分胁迫因子，并以2002 年的内蒙古自治区植被为例，研究了植被净初级生产力及其时空分布[62－63]。

2.5 生物多样性

图6 为大屿岛年降雨、年气温、海拔等因子图。

由图6 可见，2014 年和2019 年大屿岛月降雨量呈现从西北地区向东南地区逐渐递减的状况(图4a 和图4b)；年气温因子整体呈现截然相反的情况，2014 年呈现从西北地区向东南地区逐渐递减，2019 年呈现从西北向东南地区逐渐递增的状况(图4c 和图4d)；海拔因子整体呈现西北地区和东南地区较高、其他地区较低的状况(图4e)。

图6 大屿岛生物多样性相关因子示意图

根据式(7)开展大屿岛生物多样性评估，结果见图7。由图7 可知，2014—2019 年生物多样性呈降低趋势，分布最广的是一般生物多样性，主要分布在中部地区，2014 年分布面积其次的是高度生物多样性，主要分布在西北地区；2019 年分布面积其次的是低度生物多样性，从2014 年的21.68%增加到25.2%。其中面积变化最大的是高度生物多样性，从2014 年的27.68%降低到3.24%，主要是人为因素造成的，与当地建设开发导致建设用地增加密切相关。

图7 大屿岛生物多样性空间分布

生物多样性受多种因素影响，比如土地、水以及两者的共同作用。其中土地对生物多样性的影响包括城市扩张、景观设计、农业景观/功能异质性以及土地利用变化[64－67]。阐明生物多样性—生态系统服务—人类社会福祉相互作用机理，辨析生物多样性与其他生态系统服务之间的协同关系，采取适宜的土地利用政策手段丰富生物多样性，实现生态系统服务的持续、稳定供给，提升人类社会福祉是未来的研究重点之一[68]。

2.6 生态承载力

图8 为基于上述五类子因子图开展的大屿岛生态承载力计算结果图。结合图8 和表4 统计可得，2014 年较低生态承载力所占比例最大，高达32.19%，主要分布在中部地区；其次是中等承载力，所占比例为28.41%；再者是较高承载力，占比16.09%。经过五年时间，2019 年占比最大的为较高承载力，高达25.13%，比2014 年多出9.04%，主要分布在东南地区；其次是低承载力和中等承载力，分别占23.99%和19.08%。其中变化最明显是较低生态承载力，从2014 年的32.19%降低到2019 年的14.06%，主要分布在中部地区。2014—2019 年大屿岛生态承载力整体呈现持续增加的状况，引致这一现象产生的原因是大屿岛的林地增加。该地区的净初级生产力、水土保持服务呈递增趋势且差异较为明显，水土流失敏感性虽呈递增趋势但差异不大，生物多样性呈递减趋势。虽生态承载力整体呈持续增加但达到某一情况将会下降，因此需适度开发。现有整体开发布局具有一定的合理性，但仍有超过一半的开发区域属限制或不适宜开发区域，因此需将此部分开发区域内的开发活动向承载力更高的地区进行适当转移，减少岛上限制或不适宜开发区域内的建设面积，对于岛上新的建设活动规划也应避开此类区域，使开发空间得到进一步优化。

图8 大屿岛生态承载力空间分布

表4 生态承载力评估结果面积占比统计结果 单位/%

现有的有关生态承载力评估方法众多，其中生态足迹、能值分析等方法[20，23，28]只能关注少数主要因素，通过忽略详细过程简化计算方法，对于生态过程机制的研究是不够深刻的。如同渠斌等人(2019)从生态系统服务功能角度入手构建海坛岛生态安全格局[47]，本文从水土保持服务等生态系统服务、海岸侵蚀以及水土流失生态敏感性等方面构建生态承载力评估指标体系，可以更好地揭示生态结构之间的关系，能够产生更全面、更精确的生态承载力核算结果[69]。目前大多数生态承载力研究侧重于静态评估[22－24]，而本文研究2014—2019 年大屿岛生态承载力为动态评估。动态评估研究有助于深入动态预测研究，建立科学实用的预警机制。生态承载力作为可持续发展政策制定的重要参量，其未来的承载力预估则更为重要[70]，能够为无居民海岛合理开发与永续发展提供科技支撑。

3 结论

本研究从水土保持服务、海岸侵蚀、水土流失敏感性、植被初级净生产力以及生物多样性等方面分析无居民海岛的生态条件，构建生态承载力评估指标体系，开展大屿岛开发前后的生态承载力评估。2014 年较低生态承载力所占比例最大，高达32.19%；其次是中等承载力，所占比例为28.41%；再者是较高承载力，占16.09%。经过海岛开发，2019 年所占比例最大为较高承载力，高达25.13%，比2014 年多出9.04%；其次是低承载力和中等承载力，分别占23.99%和19.08%。其中变化最明显是较低生态承载力，从2014 年的32.19%降低到2019 年的14.06%，主要分布在中部地区。2014—2019 年大屿岛生态承载力整体呈一定的增加，拥有较好的国土空间自然生态本底条件，但未来需要加强对西北和东南两区域的保护力度。本研究结果可为无居民海岛的合理开发与永续发展提供科技支撑。