康 婧,孙永光,李 方,袁 蕾,齐 玥,付元宾,马红伟,林 霞 (国家海洋环境监测中心,辽宁 大连266061)

生态敏感性是指生态系统对人类活动干扰和自然环境变化的反映程度,说明发生区域生态环境问题的难易程度和可能性大小及恢复程度[1].生态敏感性程度的高低反映了一个区域生态系统的自我调节能力和生态环境抗干扰能力,生态敏感性越高,区域的生态系统稳定性越差,越容易出现生态环境问题,它是评价生态安全、生态系统脆弱性、生态功能区划等的重要因素和指标[2].全球变化背景下,脆弱性从暴露、敏感性和适应性(恢复力)等方面开展研究,敏感性研究转为在脆弱性框架下展开,是影响脆弱性程度的一个因素[3].欧洲ATEAM项目拓宽了IPCC脆弱性的概念,环境变化不仅涵盖气候变化,还包括其他全球变化如社会经济因素变化、土地利用变化等,敏感性是指人类—环境系统受到环境变化的正面或负面影响的程度[4].全球生物多样性公约缔约大会(CBD)认为生态敏感性分析包括两个方面,一方面是分析系统内部在自然状态下的自我调节能力,取决于系统的自身结构特征;另一方面关注系统在外界压力下的抗干扰能力,即复合生态系统中,人类活动和全球变化下系统的潜在应对能力,这一部分能力不仅取决于系统自身特性,也取决于外界压力的类型和扰动强度.

目前,国内外对生态系统敏感性的研究较多,但多从景观生态学角度出发[5-7],以GIS为主要技术手段,通过对植被类型、土地利用格局等要素的识别和变化分析进行生态敏感性评价及区划[8-11],研究对象多以局部地区的陆地生态系统为主[12-14].生态敏感性评价的出发点涵盖了生态系统的各个层次,重在对研究对象本身的敏感性进行半定量的分析和评价,评价指标包括物种相关指标、景观格局指标、基于理化要素的敏感性及基于生态系统服务分析等[15-18],对整个河口生态系统包括其近岸海域的生态敏感性评价研究较少;在海域使用变化的研究方面也多集中在变化过程以及驱动力的分析上[19-20],专门对海域使用变化下河口生态系统的敏感性及其响应机制的研究还不多见.本文通过监测辽河口的海域使用变化,从时间维和空间维对该区域的人类干扰强度变化进行分析,利用生态系统服务价值变化率与人为干扰度变化率的比值对生态系统在海域使用变化驱动下的敏感性响应灵敏程度进行表征,建立海域使用变化下的生态敏感性指数,旨在建立能够反应河口生态系统对海域使用变化敏感程度的评价方法,为评价我国近海区域海洋生态敏感性提供技术支撑;此外,通过上述方法识别出受海域使用变化影响的重点区域,将为我国典型河口区域海洋综合管理,区域经济发展和环境综合整治提供基础.

1 研究区概况

研究区位于辽东湾顶部的平原淤泥质河口区域,包括盘山、大石桥、大洼、营口等县市范围内的主要湿地分布区域和海域,范围为40°25′N～41°30′N,121°20′E～122°10′E(图1).全区海拔在3～10m之间,属暖温带大陆性半湿润季风气候区,年平均气温 8.0℃,年平均降水量620～730mm,冬季盛行东北风,夏季盛行西南风.区内辽河口(双台子河)和大辽河口为缓混合型陆海双相河口,沿岸主要为滨海与堆积平原,地势平坦.本区内有辽河口国家级自然保护区[21].

2 数据处理与方法

2.1 遥感影像获取与处理

以4个时期(1990年、2000年、2007年和2014年)遥感影像和 2014年实地调查的地表覆盖信息为基础,利用ENVI软件对4个时期的遥感影像进行目视解译得到研究区滨海湿地分类图,利用GIS工具计算统计各类型面积.

2.1.1 遥感数据源 1990年和 2000年的Landsat TM 数据来自美国地质调查局(USGS),两期影像日期分别为1990年8月24和2001年9月3日,影像含7个波段,波段1～5和波段7的空间分辨率为 30m,波段 6(热红外波段)的空间分辨率为120m;2007年和2014年的SPOT5数据由基金项目(编号：41606106)购置,两期影像日期分别为2007年6月25日和2014年5月22日,影像包含1个全色波段和3个多光谱波段,其中全色波段分辨率为 2.5m,多光谱波段分辨率为10m.为便于区分湿地植被类型,研究选择5月底～9月初植物生长季清晰且云量少的遥感影像进行解译,以便于植被类型判别.遥感影像经过大气校正、辐射校正等预处理后采用地面控制点方法(本地区地形平坦,每 2km 均匀布设 1个控制点)进行图像精校正,将几何误差控制在1个像元以内.

图1 研究区位置示意Fig.1 The study area in the Liaohe estuary, Panjin City,Liaoning Province

2.1.2 实地调查 2014年9月,通过开展实地调查,共记录91个调查点的GPS位置和地表覆被信息,用于解译之后的精度评估.

2.1.3 遥感图像解译和修正 将 TM 遥感影像的5、4、3波段与SPOT遥感影像3、2、1波段进行标准组合假彩色合成,并进行地理校正.参考文献[22]的解译标志和研究区实际采样点数据,运用人工目视解译方法进行辽河口湿地景观解译,将辽河口湿地划分为围海养殖、开放海域、芦苇群落、盐地碱蓬、泥滩、河流和水田等.利用现场调查的91个点对解译结果进行验证,其中84个采样点解译结果与现场调查结果一致,误判7个采样点,总体解译精度 92%以上.对误判区进行修正,得到1990年～2014年的4期滨海湿地分类专题信息数据.

2.2 方法

2.2.1 海域分类方法 根据遥感解译结果,按照《海域使用分类》(HY/T 123-2009)[23]标准,结合《滨海湿地信息分类体系》,研究区的主要海域类型包括开放海域、开放式养殖用海、人工鱼礁用海、围海养殖用海、船舶工业用海和港口用海等.根据本文研究目的,结合孙永光等[24]研究成果,进一步将分类结果确定为 3种类型：(几乎)无干扰型、半干扰型、全干扰型,在此基础上分出20个子类型.人为干扰度指数(HI)参照陈爱莲等[25]双台河口生态干扰强度确定方法,根据双台子河口人类活动频率和人类活动过程对生态系统的影响程度,对海域使用类型的人为干扰度进行赋值(表1),其中,HI＜0.3为无干扰;0.3≤HI≤0.75 为半干扰;0.75＜HI为全干扰.根据海域使用分类体系,通过目视解译进行矢量信息的分类提取.在ARCGIS10.0支持下,采用人工目视判读方法,对聚类分类结果进行类型判定.对复杂类型或疑点区进行标记,待野外校验给予解决.信息提取完成后进行拓扑查错,建立研究区海域使用类型数据库.

2.2.2 生态系统服务价值计算 海岸带是海洋生态系统向陆地生态系统的过渡区域,是全球最重要的生态交错带[26-27].海岸带区域受海陆多种因素影响.社会经济的发展会引起海域使用变化,用海的变化又会对区域生态环境产生深刻的影响[19].海域使用产生的巨大变化影响海岸带区域生态系统物质循环和能量流动等生态过程,对生态系统的结构和功能造成影响,进而影响生态系统服务和生态环境效益[28-29].生态系统服务价值的估算应先知道本地区单位当量的对应值.目前对海岸带区域及近岸海域生态服务价值当量的修订研究十分匮乏,尚需做大量的基础性工作.索安宁等[30]、苗海南等[31]在参考谢高地等[29]修订后的中国陆地生态系统服务价值当量表研究的基础上,对环渤海海岸带及沿岸海域的生态系统服务价值单价进行了生物量的修订,并估算出环渤海海岸带与沿岸海域的生态服务价值.本文参照上述研究成果,分别对研究区的陆域和海域的生态服务价值进行赋值.研究区新增海域的海域开发利用活动主要采用填海和围海方式,填海方式的用海类型生态服务价值主要对应的是建设用地和裸露地,包括船舶工业用海、港口用海、油气开采和人工鱼礁用海;围海方式的用海类型主要对应围海养殖、盐田以及被围割的滩涂和开放海域,包括开放式养殖用海和围海养殖用海.其余的类型将潮汐通道对应滩涂;交通用地和居民点对应建设用地;芦苇群落和盐地碱蓬对应草本沼泽;泥滩对应滩涂;水产养殖对应水产养殖;水库坑塘对应坑塘水 库;水田对应耕地;未利用地对应裸露地.

表1 海域使用类型人为干扰度赋值Table 1 Hierarchy of sea area use types with respect to the hemeroby index (HI)

表2 研究区不同类型单位面积生态服务价值[元/(hm2·a)]Table 2 Ecological services value of unit areas of different use types in the study area[yuan/(hm2·a)]

2.2.3 生态敏感性计算 测定敏感程度可以借助某种特殊形式的计算、测量揭示各个影响因素同某项目或某系统的关联程度,衡量某项目或某系统对各因素的敏感程度,如目标变动百分比与因素变动百分比的比值[32].本文建立海域使用变化下的生态敏感性指数,利用生态系统服务价值变化率人为干扰度变化率的比值对生态系统在海域使用变化驱动下的敏感性响应灵敏程度进行表征：

式中：I(j)代表第 j年海域使用变化的生态敏感性指数,ΔES(j-1,j)代表第 j-1年至第 j年生态系统服务价值变化率;ΔHI(j-1,j)代表第 j-1年至第 j年人为活动干扰度变化率;ESj代表第j年生态系统服务价值;ESj-1代表第j-1年生态系统服务价值;HIj代表第j年人为活动干扰度HIj-1代表第j-1年人为活动干扰度,以j-1年作为研究基准年.

3 研究结果与分析

3.1 辽河口区域海域使用变化过程

3.1.1 辽河口海域使用类型变化情况 1990～2014年期间,研究区主要的滨海湿地和海域使用类型包括港口用海、潮汐通道、船舶工业用海、工业用地、河流、交通用地、居民点、开放海域、开放式养殖用海、芦苇群落、泥滩、人工鱼礁用海、水产养殖、水库坑塘、水田、围海养殖用海、未利用地、盐地碱蓬、油气开采用海和渔业基础设施用海共20种(图2).

图2 不同年份辽河口海域使用类型Fig.2 Type of sea area uses in the Liaohe estuary from 1990～2014

1990年,研究区域主要使用类型按照面积从 大到小分别为开放海域、芦苇群落和盐地碱蓬,占总面积的57.08%、24.35%和6.96%;2001年主要使用类型为开放海域、芦苇群落和泥滩,占总面积的56.93%、22.45%和7.00%;2007年为开放海域、芦苇群落、水田和开放式养殖用海,分别占总面积的 52.24%、20.88%、6.12%和 5.96%;2014为开放海域、芦苇群落、开放式养殖用海和围海养殖,分别占总面积的43.99%、16.38%、7.90%和 7.87%(表 3).

表3 1990～2014年辽河口海域使用类型面积情况(km2)Table 3 The area of different sea use types in the Liaohe estuary (km2)

根据统计结果,1990～2014年间,研究区内盐地碱蓬面积共减少了 147.37km2,年均减少6.14km2;芦苇群落的面积减少了223.8km2,年均减少9.32km2,大规模垦荒与水产养殖等生产的需要,使芦苇和盐地碱蓬面积减少,呈萎缩趋势[33].开放式养殖用海面积增加了 241.86km2,年均增加10.01km2;围海养殖用海面积增加了219.02km2,年均增加9.13km2.辽河口开放式养殖用海及围海养殖面积的大幅增加,是因为人们依托河口区域的自然禀赋、交通等优势进行大规模的养殖等生产活动所致,是河口区域人为发展经济的需要,从而导致滩涂资源逐渐减少,变化趋势明显.近50a来,我国沿海河口区域养殖用海活动较为剧烈,2000年以后福建泉州湾河口湿地水产养殖面积大幅增加[34],主要由海岸带地区天然湿地转化而来.1980～2008江苏盐城海岸带自然湿地面积减少33%,其中大部分转化为养殖水域[35].

1990～2001年期间,盐地碱蓬、芦苇群落的面积在不断减少,分别减少了 203.22,56.78km2;水田、围海养殖用海和泥滩的面积增多,分别增加了 137.34,51.39,45.64km2;2001～2007 年期间,泥滩和开放海域面积不断减少,分别减少了187.39,87.61km2;开放式养殖用海、盐地碱蓬和围海养殖用海的面积增多,分别增加了 188.14,79.88,63.47km2;2007～2014年间,开放海域、芦苇群落、围海养殖用海和未利用地的面积变化较大,其中开放海域、芦苇群落的面积减少,分别减少260.42,140.98km2,围海养殖和未利用地的面积增多,分别增加了104.15,95.84km2(表4).3.1.2 辽河口海域使用类型变化过程 辽河口海域使用的变化过程主要反映在人类活动导致的不同用海活动的面积变化.受海岸带开发利用活动的巨大影响,人类对海岸带区域的开发利用的需求不断扩张,各类型海域使用面积相应发生变化[36](图3).根据1990～2014年海域使用面积变化统计分析,开放式养殖用海的面积由 1990年的 0km2,增加到 2014年的241.85km2,增加了 241 倍,虽然 2007～2014 年期间,开放式养殖用海的面积变化较少,但整体呈增长趋势;围海养殖用海由1990年的21.88km2,增加到2014年的240.90km2,增加了11倍;工业用地的面积由1990年的0km2,增加到2014年的63.06km2,增加了63倍.

表4 1990～2014年辽河口不同海域使用类型面积变化情况(km2)Table 4 The area of different sea use types in the Liaohe estuary from 1990～2014(km2)

图3 1990～2014年辽河口不同类型面积变化Fig.3 Changes in the area of different types of sea uses in the Liaohe estuary from 1990～2014

分析 1990～2014年辽河口海域使用类型转移矩阵,通过海域使用类型转移矩阵判断,研究区开放式养殖用海主要由开放海域转变而来,围海养殖主要由盐地碱蓬和泥滩转变而来,面积分别为 26.81,13.63km2;工业用地主要由河口河道和泥滩转变而来,面积分别为30.93,18.17km2.

3.2 海域使用干扰强度与生态系统服务价值变化相关性

3.2.1 人为干扰度时间变化分析 研究区人为干扰度整体呈逐年增加趋势,其中,2007～2014年间人为干扰度变化最为明呈(图4);1990～2007年间人为干扰度变化呈缓和上升趋势.就研究区总体而言,近 25a来全干扰类型的总面积呈增长趋势,从 1990年的 63.1km2上升至 2014年的359.4km2;半干扰类型从1990年的83.2km2上升至2014年727.9km2(图5);而无干扰类型从1990年的2831.1km2下降至2014年的1972.6km2.

不同时期人为干扰度变化幅度也不尽相同.2007～2014年人为干扰度上升范围及幅度明显高于1990～2007年间的两段时期(图5),3个历史阶段中,1990～2001年间人为干扰度变化幅度最小; 2001～2014年间人干扰度变化幅度最大,变化强度集中在 0.5～0.99之间,说明在此期间开发利用程度十分剧烈,人类活动破坏性较大.通过对比不同历史时期人为干扰度变化情况,发现：随着时间变化,研究区人为干扰度呈上升趋势,虽在不同历史时期其变化强度存在差异,但整体呈均质化特征.

图4 不同年份辽河口人为干扰度(HI)Fig.4 Hemeroby index (HI) of the Liaohe estuary

3.2.2 人为干扰度空间变化 人为干扰度在河口地区具有明显的空间分带性,逐渐由河口向海过渡(图6),人为干扰度分布范围主要集中在河口湿地区,主要干扰类型以开放式养殖用海、围海养殖、水田及工业用地为主(图6).从人为干扰度变化率来看,高变化主要集中在 2007～2014年间.从分布范围上看,1990～2001年间,人为干扰度呈上升趋势的区域主要集中于河口湿地区域;到2001～2007年间,人为干扰度明显上升的区域逐步转移至陆地与海洋交汇处为中心;2007～ 2014年间则明显转向海洋.分析结果表明：人为干扰度变化区域的中心随着年限变化在空间上逐渐由陆向海过渡.研究区人为干扰度主控的用海类型是围海养殖、开放式养殖用海和工业用地.

图5 人为干扰度(HI)不同干扰类型面积历史时期统计Fig.5 Statistics of changes in area of the hemeroby index(HI) between 1990 and 2014

图6 不同时期人为干扰度动态变化Fig.6 Changes in the hemeroby index (HI) between 1990 and 2014

对比不同年份研究区海域使用类型的变化发现：1990年人为干扰度低,主控用海类型是交通用地;到 2001年,在保持交通用地相对优势的基础上,围海养殖也逐步呈上升趋势;到 2014年,人为干扰度变化显著.在数量方面,围海养殖的数量呈逐年上升趋势,其次为开放式养殖用海,2007～2014年期间上升幅度和所占比例如图6所示.综上,辽河口湿地人为干扰度的主控类型是围海养殖和开放式养殖用海,特别是近20a来,以围海养殖驱动为主.

3.2.3 生态系统服务价值变化过程 根据表2对研究区不同年份、不同海域使用类型的生态

系统服务价值进行赋值(图7).结果显示：1990～2014年间,研究区生态系统服务价值总体呈现减小趋势,1990年辽河口区域生态服务价值总量为 4.65×109元,2001年为 4.27×109元,2007年为3.77×109元,2014年为3.34×109元.生态服务价值的高变化区域,生态服务价值变小,高变化幅度主要发生在 2001～2014年间,位于辽河盘山县的河口滩涂区及近海区域;生态服务价值变小主要是由交通、工业等建设项目用海增加导致.

3.3 海域使用变化的生态敏感性评价

根据公式(1),计算出1990～2014年辽河口区域海域使用变化下的生态敏感性指数,计算结果显示：研究区海域使用变化下的生态敏感性指数呈现逐步增长的变化过程,由2001年的2.50增加到 2007年的 4.7,2014年增加至 4.8.2001～2007年间,研究区海域使用变化明显,人为干扰度及生态服务价值变化幅度较大,因此,生态敏感性指数变化趋势明显.

采用ArcGIS10.0的空间处理功能,根据公式(1)对 1990～2014年不同时段的海域使用类型分布图进行叠加计算,获得 1990、2001、2007及2014年辽河口区域海域使用变化下的生态敏感性分布(图8).并利用ArcGIS Tabulate Area操作功能,获得相应研究时段的不同类型的转移矩阵.参考相关文献[6],对辽河口区域的生态敏感指数进行等距重新分级(表5).共分为4级,分别为生态低敏感区、生态中敏感区、生态高敏感区和生态极敏感区.生态敏感区域之外的面积为生态不敏感区域,主要为两种情况构成,其一,人工建筑一般不转变为自然生态系统,形成人工建筑后,生态敏感性降低;其二,若研究前后两期海域使用类型不发生变化,生态系统服务价值也不发生变化,敏感区域不发生变化.

图7 不同时期生态服务价值变化Fig.7 Changes in the ecological services value between 1990 and 2014 of the Liaohe estuary from 1990 to 2014

图8 1990～2014年辽河口生态敏感性分布Fig.8 Changes in the Ecological Sensitivity Index(ESI)

河口海域使用变化下的生态敏感性计算结果表明(表6),虽然不同研究时期不同敏感类型的面积及比例各不相同,但总体而言,生态敏感性程度低的区域面积最少,生态敏感性程度中等和高等的区域面积和比例次之,生态极敏感区域面积的比例最高.不同研究时期,极敏感区域均占据研究区的大部分区域.

表5 辽河口生态敏感性指数分级标准Table 5 The classes of Ecological Sensitivity Index (ESI)in response to changes in the area of different sea uses in the Liaohe estuary

表6 1990～2014年各生态敏感性区面积情况Table 6 Ecological sensitivity area to sea area use in the Liaohe estuary from 1990 to 2014

4 讨论

4.1 生态敏感性指数

生态敏感性较低的区域说明该区域生态系统受海域使用类型变化的影响程度最大,应引起高度重视.从空间分布来看,1990～2007年间,生态区整体处于极敏感区域,辽河口区域为重要河口区域,其本身就极为敏感,脆弱性较高,因此,生态敏感性指数也高;2007～2014年,生态低敏感区面积增大,主要分布在河口的开放海域,位于辽河口盘山县和大洼县.由于区域人类活动变化较大,由原有的自然敏感性较高的区域转变为敏感性不高的工业和围海养殖的区域,因此出现了现有的变化状况.生态敏感性较低的区域主要是开放海域转变为开放养殖用海以及芦苇群落、盐地碱蓬转变为围海养殖的区域,大部分为自然生态系统向人工生态系统转变的区域.辽河口极敏感区域的基数很大,说明近 25a辽河口区域生态系统整体保护较好,虽然受到一定人类开发利用活动的影响,但在近 10a我国城市化进程及大规模的用海活动的大背景下,研究区域人类活动对海域生态系统的整体影响还不太强烈.

4.2 影响原因

通过监测辽河口人为活动干扰度,进一步验证了河口地区人类活动干扰强度在不同历史时期呈非均质化发展,主要由于不同历史时期人类活动政策改变而导致.盘锦是一座新兴石油化工城市,依托滨海湿地及海洋进行发展是盘锦城市经济发展的主要动力[37]. 2000～2010年正是我国沿海城市高速发展阶段,用地矛盾突出,围海养殖、港口用海及工业用海等开发活动使盘锦区域的海洋经济得到了快速发展,缓解了盘锦城市化、工业化和人口集聚带来的经济发展和建设用地的不足问题[38],因此该时期人类活动的干扰强度变化最大.经统计,盘锦市GDP2000年约 300亿,2007年增至 562.86亿元,2014年达到1351亿元[39-41],15a间增幅近5倍.但随着城镇化和工业化的快速发展以及人类对自然资源的不合理利用,导致其区域生态完整性破损[42],尤其是1990～2010年间用海活动导致占用滩涂面积明显增加[43],生态服务功能下降,河口地区的资源环境形势日益严峻,对生态环境和生物栖息地造成严重威胁[44].2010年后,“十八”大将生态文明提到一个前所未有的战略高度,改变了原有的开发方式,国家提出了“严守资源环境生态红线,科学划定海洋等领域生态红线”等保护生态环境的政策[45].国家海洋局于 2012年启动了渤海海洋生态红线划定工作,提出要将“渤海重要滨海湿地、重要河口等区域划定为海洋生态红线区,依据生态特点和管理需求,分区分类制定红线管控措施”[46].2017年,国家海洋局进一步提出了“暂停受理、审核渤海内围填海项目”[47].以合理控制河口地区的人类开发活动,尤其是用海活动.因此,研究区海域使用类型的变化也侧面反映出我国用海政策已从早期的“鼓励发展”转变为“严格管控”,以不断推动近岸区域海洋生态环境起稳转好.

4.3 应用

识别影响我国典型河口生态系统的主要压力,减少人类活动对脆弱生态系统的干扰,维持生态系统的重要生态功能,对解决河口地区生态环境问题具有重要意义.在辽河口区域海域开发不断推进的过程中,人类活动导致生态用地面积相应缩小,生态系统服务发生变化,耦合生态系统服务价值变化和人类干扰度的变化,能有效评价生态系统受海域使用变化影响的敏感程度.生态系统管理应针对不同生态敏感性的发生区域、发生机制和敏感程度,制定不同的生态系统管理与保护策略.

5 结论

5.1 1990～2014年辽河口区域海域使用面积由1990年的 2977.32km2增加到 2014年的3059.96km2,主要增加类型为开放式养殖用海、围海养殖用海和工业用海,增加的类型主要由开放海域、盐地碱蓬和泥滩转变而来.

5.2 研究区人为干扰度呈上升趋势,2007～2014年间变化率较大;生态系统服务价值总体呈现减小的趋势,由 1990年的 4.65×109元减少到 2014年的 3.34×109元,人为干扰强度与生态系统服务价值呈现负相关系.海域使用变化下的生态系统敏感性指数由 2001年的2.5增加到 2007年的4.7,2014年增加至4.8.

5.3 总体而言,近 25a来辽河口区域生态系统对海域使用变化的敏感响应程度不高,虽受到一定人类开发利用活动的影响,但研究区人类活动对海域生态系统的整体影响还不太强烈.根据计算结果,1990～2014年辽河口区域海域使用变化的生态敏感性总体处于较高状态,但2007～2014年期间,河口海域区域海域使用类型变化较大的区域,生态敏感性变化明显,生态系统对海域使用变化的敏感性响应较强,即近10a,辽河口区域生态系统在海域使用变化驱动下受影响的程度较为剧烈.

[1] Qu Y Y, Wang K, Miao H. China’s eco-environmental sensitivity and its spatial heterogeneity [J]. Acta Geographica Sinica,2004,59(6)：811-819.

[2] 刘 康,欧阳志云,王效科,等.甘肃省生态环境敏感性评价及其空间分布 [J]. 生态学报, 2003,23(12)：2711-2718.

[3] Schrter D, Acosta-Michlik L, Arnell A W, et al. Potsdam institute for climate impact research (PIK). ATEAM Final Report.Potsdam, 2004,.http：//www.pik-potsdam.de/ateam/.

[4] 黄 静,崔胜辉,李方一,等.厦门市土地利用变化下的生态敏感[J]. 生态学报, 2011,31(24)：7441-7449.

[5] 邱彭华,徐颂军,谢跟踪,等.基于景观格局和生态敏感性的海南西部地区生态脆弱性分析 [J]. 生态学报, 2007,27(4)：1257-1264.

[6] 张成娟.基于土地利用的崇明岛生态敏感性研究 [D]. 上海：华东师范大学, 2012.

[7] Zhang M W, Jin H J, Cai D S, et al. The comparative study on the ecological sensitivity analysis in Huixian karst wetland, [J].Procedia Environmental Sciences, 2010：386—398.

[8] Wang X M, Bian Z F. The implications of ecological sensitivity on exploitation of unutilized land： a case study in Ji’Nan city [C].China 2011 3rd International Conference on Environmental：Science and Information Application Technology, 2011：275-281.

[9] Zhang J T, Xiang C L, Li M. Integrative ecological sensitivity(IES) applied to assessment of eco-tourism impact on forest vegetation landscape： A case from the Baihua Mountain Reserve of Beijing, China [J]. Ecological Indicators, 2012,18：365—370.

[10] 宋晓龙,李晓文,白军红,等.黄河三角洲国家级自然保护区生态敏感性评价 [J]. 生态学报, 2009,29(9)：246-256.

[11] 罗 坤,汤小华,杨 明.基于 GIS的龙岩市土地利用生态敏感性评价 [J]. 云南地理环境研究, 2008,20(3)：6-9.

[12] 钟林生,唐承财,郭 华.基于生态敏感性分析的金银滩草原景区旅游功能区划 [J]. 应用生态学报, 2010,21(7)：1813-1819.

[13] 尹海伟,徐建刚,陈昌勇,等.基于 GIS的吴江东部地区生态敏感性分析 [J]. 地理科学, 2006,26(1)：64-69.

[14] 杨月圆,王金亮,杨丙丰.云南省土地生态敏感性评价 [J]. 生态学报, 2008,28(5)：2253-2260.

[15] Kienast F, Brzeziecki B, Wildi O. Long-term adaptation potential of Central European mountain forests to climate change： a GIS-assisted sensitivity assessment. [J]. Forest Ecology &Management, 1996,80(1-3)：133-153.

[16] Ficklin D L, Luo Y, Luedeling E, et al. Climate change sensitivity assessment of the San Joaquin watershed using SWAT [J].Journal of Hydrology, 2009,374(1/2)：16-29.

[17] Bello, Jake. Tight Packing Of Protein Cores And Interfaces.Chemical Biology & Drug Design, 2010,12(1)：38-41.

[18] Temperli C, Bugmann H, Elkin C. Adaptive management forcompeting forest goods and services under climate change [J].Ecological Applicationsa： a publication of the Ecological Society of America Thrush SF, 2012,22(8)：2065-2077.

[19] 何嫌锦.广西钦州市海域使用变化及其驱动力研究 [D]. 桂林：广西师范大学, 2013：1-74.

[20] 闫吉顺,王 鹏,林 霞,等.2003年以来大连市海域使用现状评价 [J]. 海洋开发与管理, 2015,8(32)：39-42.

[21] Hua L Z, Cui S H, Huang Y F, et al. Analyses of peri-urban land space dynamics in the rapid urbanizing process： a case study of Xiamen [J]. Acta Ecological Sinica, 2009,29(7)：3509-3517.

[22] 邓 伟,白军红.典型湿地系统格局演变与水生态过程—以黄淮海地区为例 [M]. 北京：科学出版社, 2012：43-44.

[23] HY/T 123-2009 海域使用分类 [S].

[24] 孙永光,赵冬至,吴 涛,等.河口湿地人为干扰度时空动态及景观响应-以辽宁大洋河口为例 [J]. 生态学报, 2012,32(12)：3645-3655.

[25] 陈爱莲,朱博勤,陈利顶,等.双台河口湿地景观及生态干扰度的动态变化 [J]. 应用生态学报, 2010,21(5)：1120-1128.

[26] Jagomgi J, Külvik M, Mandar, et al. The structural-functional role of ecotones in the landscape [J]. Ekologia, 1988,7(1)：81-94.

[27] Attrill M J, Rundle S D. Ecotone or ecocline：ecologicalboundaries in estuaries [J]. Coastal and Shelf Science,2002,55(6)：929-936.

[28] 王佳丽,黄贤金,陆汝成,等.区域生态系统服务对土地利用变化的脆弱性评估—以江苏省环太湖地区碳储量为例 [J]. 自然资源学报, 2010,25(4)：556-563.

[29] 谢高地,甄 霖,鲁春霞.一个基于专家知识的生态系统服务价值化方法 [J]. 自然资源学报, 2008,23(5)：911-919.

[30] 索安宁,于永海,韩富伟.环渤海海岸带生态服务价功能评价. [J].海洋开发与管理, 2011,28(7)：67-73.

[31] 苗海南,刘百桥.基于RS的渤海湾沿岸近20年生态系统服务价值变化分析 [J]. 海洋通报, 2014,33(2)：121-125.

[32] 高莉洁,石龙宇,崔胜辉,等.厦门岛生态系统服务对土地利用变化的响应研究 [J]. 生态科学, 2009,28(6)：551-556.

[33] 吴英超.双台子河口滨海湿地景观格局动态变化分析 [D]. 大连：大连海事大学, 2011.

[34] 黄传忠,方正贺,池新钦.福州泉州湾河口湿地自然保护区生态问题及对策 [J]. 林业资源管理, 2003,(1)：45-57.

[35] 欧维新,杨桂山,于兴修,等.盐城海岸带土地利用变化的生态环境效应研究 [J]. 资源科学, 2003,(3)：76-83.

[36] Tian B, Zhou Y, Thom R M, et al. Detecting wetland changes in Shanghai, China using FORMOSAT and Landsat TM imagery. [J].Journal of Hydrology, 2015,529：1-10.

[37] 王 洋.盘锦海洋经济发展方向及趋势 [J]. 农业科技与装备,2017,5：81-82.

[38] 张彩霞,谢高地,杨勤科,等.人类活动对生态系统服务价值的影响—以纸坊沟流域为例 [J]. 资源科学, 2008,20(12)：1910-1915.

[39] 盘锦市统计局盘锦市统计年鉴 [M]. 沈阳：辽海出版社中华人民, 2000.

[40] 盘锦市统计局.盘锦市统计年鉴 [M]. 沈阳：辽海出版社中华人民, 2007.

[41] 盘锦市统计局.盘锦市统计年鉴 [M]. 沈阳：辽海出版社中华人民, 2014.

[42] 林 勇,樊景凤,温泉,等.生态红线划分的理论和技术探讨 [J].生态学报, 2016,36(5)：1-10.

[43] 王伟伟,王 鹏,郑倩,等.辽宁省围填海海洋开发活动对海岸带生态环境的影响 [J]. 海洋环境科学, 2010,29(6)：927-929.

[44] 张凤琴,王友绍,殷建平,等.红树植物抗重金属污染研究进展[J]. 云南植物研究, 2005,27(3)：225-231.

[45] 中共中央国务院.关于加快推进生态文明建设的意见 [EB/Z].www.scio.gov.cn, 2015-06-02.

[46] 国家海洋局.关于建立渤海海洋生态红线制度的若干意见[EB/Z]. http：//www.soa.gov.cn/xw/hyyw_90/201606/t20160616_52167.html, 2012-10-17.

[47] 国家海洋局.关于进一步加强渤海生态环境保护工作的意见[EB/Z]. http：//www.soa.gov.cn/zwgk/zcgh/sthb/201705/t20170.519_56137.html, 2017-05-18.