1 引言(Introduction)

湖泊湖荡是湿地的典型类型, 是自然界最特别的生态系统之一, 在调节气候、涵养水源、改善水质、保护生物多样性等方面具有重要作用(Costanza, 1992; Sun et al., 2016).改革开放以来, 随着我国社会经济的高速增长和城市化进程加快, 人均土地资源日趋紧张, 湖泊湖荡围圩养殖大量兴起(张毅等, 2009; Brugere et al., 2021).尽管围圩养殖在一定程度上缓解了人民群众日益增长的水产品需求, 但围圩养殖也侵占了大量的自由水面, 造成水面景观破碎化、水质恶化、水体富营养化等一系列生态环境问题, 导致湖泊湖荡水生态系统健康面临巨大的压力和挑战(彭涛等, 2016; 何欣霞等, 2019).因此, 科学评价围圩养殖区域湖泊湖荡的水生态系统健康状况对于湖泊湖荡的生态治理与保护具有重要意义.

目前, 湖泊湖荡水生态系统健康研究已成为全球关注的热点之一(张藜, 2016).基于生态系统的多方面特征, 国内外学者常采用指标体系法对研究区域进行健康评价(解雪峰等, 2015).其中, PSR(压力-状态-响应)模型综合考虑了人类与环境之间的关系, 包括人类各色社会活动对自然生态系统造成的压力, 生态环境状态的改变及人类针对变化做出的响应, 丰富了健康评价指标选取, 得到国内学者的广泛采用(赵衡, 2020).不同学者在PSR运用中选取评价指标体系考虑的因素往往不同, 有学者从湿地结构特征、功能、社会环境等方面筛选评价指标构建PSR模型, 对穆尔西达巴德区、南四湖等开展了生态系统健康评价(张祖陆等, 2008; Das et al., 2020), 有部分学者综合考虑社会、经济、自然因素, 运用PSR模型确定生态系统健康等级及制约因子(杨丽芳等, 2015; Ning et al., 2016; Sun et al., 2019), 还有部分学者结合水生态系统的组成及功能作用, 通过PSR模型进行了湿地生态系统健康评价与预警研究(徐浩田等, 2017).但现有的评价指标体系很少涉及湖泊的开发利用形式对水生态系统造成的影响, 围圩养殖作为当前我国湖泊的一种典型的开发利用形式, 深刻影响着湖区防洪蓄水、水体自净能力和水生态环境等(He et al., 2021).此外, 近年来, 为恢复湖泊湖荡生态健康, 全国各地均在大力推进退圩还湖工作(闵骞, 2004; 唐国华, 2017; 王俊等, 2020).因此, 在湖泊生态系统健康评价指标的选取中, 应充分考虑围圩养殖特征和退圩还湖政策的影响, 从而全面准确地评价湖荡生态系统健康状况.

基于此, 本文以江苏省里下河腹部地区41个湖泊湖荡为研究对象, 充分考虑围圩养殖特征和退圩还湖政策对湖泊湖荡健康状况的影响, 构建能够有效反映围圩养殖区域特征的PSR评价模型, 采用综合健康指数法对各湖荡的综合健康进行评价, 以期为围圩养殖地区的湖泊湖荡生态修复和推进退圩还湖工作提供科学支撑.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 研究区概况

里下河腹部地区位于江苏省中部, 地处32°30′~ 33°40′ N, 119°20′ ~120°10′ E, 东临通榆河, 西贴里运河, 北起苏北灌溉总渠, 南至新通扬运河, 主要涵盖9个县(市、区)(图 1), 总面积为11722 km².里下河腹部地区地势四周高、中间低, 呈蝶形洼地, 水系复杂, 为典型的平原河网地区.该地区属亚热带温润季风气候(张贤芳, 2012), 年平均气温为14~15 ℃, 年降雨量为500~1400 mm.里下河腹部地区涵盖射阳湖、大纵湖、喜鹊湖等41个零星分散的湖泊湖荡.江苏省政府2006年批复的《江苏省里下河腹部地区湖泊湖荡保护规划》中明确湖泊湖荡群保护范围为695 km², 由于围圩养殖, 水域面积过度开发, 目前里下河湖泊湖荡群的自由水面面积仅为58.1 km², 水生态环境承载力与自净能力显著降低, 水生态系统健康面临巨大胁迫(毛媛媛等, 2015).

2.2 数据来源

以2018年为评价年份, 研究采用数据包括遥感数据、实地调查数据和统计数据.其中, 遥感数据采用2018年、空间分辨率为30 m的Landsat系列遥感影像, 利用eCognition Developer软件进行人机交互解译获取湖泊湖荡群景观类型等数据信息；调查数据来源于2018年现场采样与检测, 内容包括物种资源检测、水体优劣等；统计数据来源于2019年泰州市、扬州市、兴化市等统计年鉴, 以及江苏省水利年鉴与研究区保护规划等.

2.3 水生态系统健康评价方法 2.3.1 评价指标体系

参考《生态河湖状况评价规范》(DB32/T 3674—2019)、曹议丹(2017)和刘冬青(2018)的研究基础, 结合围圩养殖对生态系统影响的相关研究(杨桂山等, 2010; 边蔚, 2013; 周文昌等, 2019)及退圩还湖政策, 综合选取了14种评价指标, 通过PSR模型构建了里下河腹部地区湖泊湖荡群水生态系统健康评价指标体系(表 1).

① 压力指标.经济发展初期, 为有效利用地区资源改善人民生活水平, 里下河地区大力推进区域水体开发, 绝大多数湖泊受到人类频繁活动的干扰.结合调查情况和其他研究结果(梁秀等, 2015), 里下河地区湖泊的开发利用形式主要为围圩养殖, 其种植或养殖活动使湖泊生态系统健康面临严重威胁.故本研究选择耕地面积和养殖面积占比两项评价指标反映里下河地区湖泊湖荡水生态系统健康的压力状况.

② 状态指标.在人类经济活动的影响下, 湖泊湖荡水生态系统的各方面状态均会发生不同程度的变化.参照《防洪标准》(GB50201—2014)中的湖泊堤防防洪标准, 选择防洪工程达标率表征湖泊生态系统的安全状态；基于水生态调查分析, 里下河湖泊湖荡群的主要浮游植物种类为绿藻门(何欣霞等, 2019), 同时结合生物多样性对水体功能稳定性的影响, 选择绿藻门密度和大型底栖动物密度；开发过程侵占大量自由水面, 湖泊水体容积、相互流通程度和物质入湖总量均与原自然状态不同, 对湖泊的水质水生境产生影响, 水体总量和交换速率选用生态水位满足程度和湖水交换能力表征, 水质状态参考《生态河湖状况评估》(DB32/T 3674—2019)中的水质优劣程度及营养状态指数, 选择生境质量指数描述湖泊生态系统当前生境结构及功能保持的完整性；景观破碎化程度会影响水环境质量, 例如, 破碎化程度高的湖泊水体中营养物质含量偏高, 水质状况较差, 斑块密度表示景观中斑块数目的景观格局指数, 因此, 采用斑块密度表征湖泊水体景观状态.

③ 响应指标.当人类意识到经济社会活动会使湖泊生态系统发生一定变化后, 就会采取相应措施对该变化做出响应, 响应措施主要考虑环境规划及政策措施等因素.选择水面利用管理指数表示当前湖泊水域的保存程度, 依据湖荡群的不同开发情况对其发展做出合理规划, 确定湖泊管理(保护)范围划定率；考虑人类活动在不同管理政策条件下所产生的动态变化, 基于当前各湖泊保护政策推进进度的差异, 选择退圩还湖政策规划作为湖泊水生态的响应指标.

2.3.2 指标权重与赋分标准

参考专家意见及《生态河湖状况评价规范》(DB32/T 3674—2019)构造判断矩阵, 采用层次分析法(AHP)确定各项健康评价指标的权重.生态系统健康评价是对研究区域当前健康状况的反映, 为保障客观性, 本研究中各项指标的赋分标准按照以下原则：①若有地方标准, 则以标准对应评价等级, 并采用插值计算法确定各项指标分值；②若无地方标准, 则考虑评价指标属性, 参考赋分法中的四分法分别计算各指标5%、25%、50%、75%四个分位数的数值, 进行插值计算.具体各项指标权重及标准赋分区间如表 2所示.

通过对健康评价指标权重与赋分标准的确定, 对各项指标进行标准化处理.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, 表明该指标的现状越好, 对生态系统健康状况贡献越大.

2.3.3 评价等级确定

① 健康评价标准.采用连续的实数区间〖0, 10〗, 将湖泊湖荡群水生态健康综合指数划分为5个分值区间, 且各分值区间对应的健康等级分别划定为自然、健康、亚健康、不健康、病态(彭涛等, 2016; 徐浩田等, 2017; 赵衡等, 2020).同时采取同样方式对准则层进行分级.湖泊湖荡群水生态系统健康等级评价标准如表 3所示.

② 水生态健康综合指数.通过加权求和计算湖泊湖荡群的水生态健康综合指数.湖泊湖荡群水生态健康综合指数数值越大, 表明该湖泊湖荡健康程度越高, 反之该湖泊湖荡健康程度越低.具体计算公式如下：

(1)

式中, H为湖泊湖荡群水生态健康综合指数；W_i为评价指标权重；I_i为评价指标分值.

3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 压力分析

图 2所示为里下河地区湖泊湖荡群的压力指数.射阳湖、绿草荡等31个湖泊的养殖面积占比指数值高于耕地面积指数值, 表示区域湖泊湖荡健康状况的压力主要来源于农业种植所导致的污染, 相应湖泊数占总数的75.6%；而内荡、郭正湖等湖泊湖荡的压力主要来源于养殖过程的饵料投放(梁秀等, 2015).总体上, 里下河湖泊湖荡群中仅喜鹊湖压力指数等级为自然, 乌巾荡、龙溪港等5个湖荡为健康, 且主要集中在姜堰区, 该地区养殖面积占比及耕地面积压力最小；射阳湖、兰亭荡等20个湖泊湖荡压力指数等级处于不健康或病态, 占地区湖荡群总数的48.8%；内荡、郭正湖等6个湖荡为病态, 占比为14.6%.

3.2 状态分析

图 3为里下河湖泊湖荡群状态层各指标的标准化结果, 其中, 各图右轴的对应健康等级的划分是依据其图中所含指标的等级之和.目前, 该地区41个湖泊的水安全状态均良好, 防洪工程达标率均为100%；湖荡群总体湖水交换能力及营养状态指数无显著差异；其余状态指标层数据, 如绿藻密度、生态水位满足程度、斑块密度等, 呈现极大落差, 显著影响各湖泊湖荡状态指数.从图中可以看出, 湖荡群的状态指数集中在健康或亚健康等级, 对应湖泊个数分别为11及29个, 分别占湖泊总数的26.8%和70.7%, 表明里下河地区湖荡群生态系统状态整体较好；绿洋湖状态指数值低于2.59, 处于不健康等级, 除防洪工程达标率及营养状态指数外, 其状态指标层数据均显著低于其它湖泊.

3.3 响应分析

图 4为响应指标标准化后的具体结果.从图中可以看出, 当前里下河湖区仅喜鹊湖保有大面积的自由水面, 其水面利用管理指数最优；依据《江苏省里下河腹部地区湖泊湖荡保护规划》中划定的各湖泊湖荡保护总面积不同及各湖泊退圩还湖工作进程差异, 里下河整体响应程度有所不同.当前喜鹊湖响应指数最高, 处于自然等级；内荡、兰亭荡、大纵湖等7个湖泊响应等级为亚健康, 占比17.1%；其余湖泊均处在不健康或病态, 总数达33个, 占湖泊总体的80.5%, 表明里下河地区整体响应状况较差.

3.4 水生态健康综合指数

图 5为里下河湖泊湖荡湿地的生态系统健康评价结果.大纵湖、喜鹊湖的综合指数等级为健康, 占湖荡群总数的4.9%；射阳湖、绿草荡等36个湖荡综合指数等级为亚健康, 占比87.8%；花粉荡、蜈蚣湖、绿洋湖等级为不健康, 占7.3%.图 6是里下河湖泊湖荡群综合健康指数的空间分布图, 不健康湖泊分别位于兴化市及江都市, 健康湖泊位于姜堰区、盐都区与兴化市交接处.

4 讨论(Discussion)

构建PSR模型进行湖泊湖荡水生态系统的健康评价, 其结果的科学性主要依赖于评价指标选取是否合理, 所选指标必须能够全面反映特定生态系统的实际状况及系统内部联系(孔红梅等, 2002).本研究在常规健康评价指标选取的基础上, 充分分析了围圩养殖特色对地区生态系统各方面的影响及彼此间的因果关系, 借助PSR模型从生态系统“压力”、“状态”、“响应”层面筛选了14个指标构建里下河湖泊湖荡群健康评价指标体系.在人类长期经济活动的干扰下, 里下河湖泊湖荡大量自由水面演变成高密度种植区和养殖区, 湖泊生态环境改变, 造成富营养化加剧等问题.因此, 本研究选择的压力指标包括养殖面积占比和湖泊耕地面积, 可用以表示人类无规划的围圩养殖对湖泊的利用程度及现阶段生态系统所受的干扰.状态指标中, 湖水交换能力及生态水位满足程度充分反映了围圩养殖大量侵占湖泊自由水面造成的蓄水库容下降及水体联结度低的水生境现状, 绿藻门密度、营养状态指数等表征了养殖过程中饲料投放对水生态状况的污染现状(梁秀等, 2015).特别地, 本研究采用斑块密度来描述围圩养殖对当前湖泊生态系统的破碎化程度, 其数值表示单位面积上斑块类型的数量, 斑块密度越大, 表明湖泊的围圩养殖规模更显著, 开发强度更高, 景观破碎化更为突出(Abate et al., 2017).响应指标考虑了人们当前针对围圩养殖造成的湖泊生态系统问题而采取的一系列措施, 包括水面利用管理指数、管理(保护)范围划定率和退圩还湖政策规划.结合里下河地区开发情况及其他研究结果, 政策措施是人类活动方式发生转变的根本驱动力, 显著影响着各湖泊保护政策的进程, 进而影响湖泊生物多样性和生态环境的改善, 因此, 本研究充分考虑退圩还湖政策规划, 合理评估湖泊湖荡群水生态系统健康.

目前, 里下河湖泊湖荡群仅喜鹊湖和大纵湖保有一定面积的自由水面, 湖泊斑块密度值较低且生境质量保持良好.依据评价结果, 喜鹊湖及大纵湖水生态系统处于健康水平.这主要得益于两地正积极推进退圩还湖方案实施, 目前大纵湖养殖功能区湖泊已实现全面清零, 湖泊水动力及水体自净能力得到有效改善.此外, 为缓解喜鹊湖的水环境压力, 姜堰区政府坚持生态立区, 积极推进绿色生产及规模化畜禽粪便综合利用, 圩区污染排放显著降低(许爱霞等, 2017).花粉荡、蜈蚣荡和绿洋湖的养殖密度较高, 破碎化程度极大, 水质水生态状况差且响应缓慢, 湖泊总体水生态系统健康评价最低, 综合指数处于不健康等级.为遏制其水生态环境恶化趋势, 可针对湖泊病态指标开展生态修复, 有效促进水环境质量改善.通过围圩养殖技术升级及对污染物实行严格管控, 减少入湖污染负荷的排放；清退部分种植和养殖面积, 恢复自由水面和植被的生长空间, 提高湖泊与河网之间的连通性(闵骞, 2004), 改善湖泊水动力条件, 增强水体自净能力(朱喜等, 2016).

目前国内对于水生态系统健康评价的研究较多, 但多从系统结构及其功能作用方面进行评估判断, 忽略了人类活动对生态系统造成的正面及负面影响.故本研究选取PSR模型, 综合分析生态系统“压力-状态-响应”三方面特征, 且指标选取充分结合研究区特色, 从围圩养殖角度选择斑块密度及退圩还湖政策规划作为评价指标.斑块密度多用以表征生态系统的景观破碎化程度, 通过影响生态系统组分及生物学过程等对物质循环、生物多样性发挥作用, 可作为对生态系统空间格局分布现状的反馈(陈莹等, 2021).退圩还湖政策规划是人类对生态系统响应行为的重要方面, 其实施深刻影响着湖泊水体的修复进程, 有助于提高湖区行洪、蓄洪能力并改善生态环境(闵骞, 2004).有研究表明, 近年来广洋湖、兰亭荡退圩还湖工程的实施使其湖区洪涝水流量增加50 m³ · s^-1, 形成南北向的行洪通道, 防洪排涝效益明显, 生物群落的自然栖息环境得到不断修复(周杨等, 2019).本研究方法在里下河地区的应用表明, 其能够有效反映区域的湖泊湖荡群围圩养殖特色, 具有较好的适用性和科学性, 并可为围圩养殖湖泊湖荡的水生态健康状况评估、退圩还湖和水生态修复等提供重要的技术方法.

5 结论(Conclusions)

1) 充分考虑区域的围圩养殖特色进行指标筛选, 选取的指标包括养殖面积占比、斑块密度及退圩还湖政策规划等, 能够比较全面地反映围圩养殖产生的各种生态影响及因果关系.

2) 对里下河地区湖荡群进行水生态系统健康评价, 综合指数等级为亚健康和不健康的湖泊占比高达95.1%, 表明该地区需要及时加强湖泊湖荡的生态保护和修复.

3) 构建了能够表征人类活动对生态系统正负反馈的PSR模型, 在里下河湖泊湖荡区的应用表明该方法能够有效反映湖泊湖荡群的围圩养殖特色, 可为其它围圩养殖区域湖泊健康评价提供技术方法.