李屹，陳一寧，，李炎

（1.國家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012；2.廈門大學(xué)環(huán)境科學(xué)研究中心福建省海陸界面生態(tài)環(huán)境重點實驗室，福建廈門361005）

紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)空間格局變化規(guī)律的遙感分析

李屹1，陳一寧1，2，李炎2

（1.國家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012；2.廈門大學(xué)環(huán)境科學(xué)研究中心福建省海陸界面生態(tài)環(huán)境重點實驗室，福建廈門361005）

紅樹林和鹽沼是世界上重要的濱海濕地類型。在我國東南部沿海，互花米草鹽沼和紅樹林之間的競爭成為一個重要的問題。為了研究紅樹林和互花米草鹽沼之間的空間競爭規(guī)律，選取福建漳江口紅樹林國家級自然保護區(qū)為研究區(qū)域，收集了1988年至2014年27年間共15期覆蓋該區(qū)域的Landsat影像和Google Earth影像，采用最大似然分類法提取出紅樹林與互花米草鹽沼的近30 a歷史變化信息。歷史遙感影像分析表明：1）紅樹林面積20世紀(jì)90年代增長速度最快，2004年以后增長速度變慢；2）互花米草最早出現(xiàn)在2002年，此后以緩慢的速度朝著地勢高的區(qū)域擴散，2010年后互花米草的擴散速度加快；3）紅樹林與互花米草的交界區(qū)基本保持穩(wěn)定，部分區(qū)域表現(xiàn)為紅樹林略微向外擴張；4）影響紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)空間格局的因素可能有潮溝的分布和紅樹林的林冠完整性等。

遙感監(jiān)測；紅樹林；互花米草；空間競爭

濱海濕地是重要的全球碳匯區(qū)域，具有很高的生產(chǎn)力，為大量的植物、魚類、甲殼類和其他野生動物提供了極其重要的棲息環(huán)境（Klemas et al，2011）。濱海濕地具有消波減浪、保灘護岸的功能，還可以過濾污染物，補充并凈化地下水，因此濱海濕地具有重要的環(huán)境功能（Morris et al，2002）。紅樹林和鹽沼是全球濱海濕地的重要類型。

紅樹林是以紅樹植物為主體的常綠灌木或喬木組成的潮灘濕地植物群落，它們自然分布于熱帶和亞熱帶海岸潮間帶上部，受周期性潮水浸淹（Klemas et al，2011）。紅樹林生態(tài)系統(tǒng)覆蓋了地球上75%的熱帶和亞熱帶海岸線（Kuenzer et al，2011）。紅樹林可以消減波浪能量，減少海岸侵蝕過程的發(fā)生（Blasco et al，1992），紅樹林同時又是多種魚、蝦、蟹和海鳥等海洋動物棲息、生長和繁殖的場所，在維持生物多樣性、凈化水質(zhì)、美化生態(tài)環(huán)境等方面功能顯著，具有十分明顯的生態(tài)效益和社會效益（林鵬等，1999）。1960年以來，由于海岸工程、過度采伐、圍海造田、環(huán)境污染、果實采摘等人為原因，我國東南沿海的紅樹林遭受了嚴重的破壞，約有70%的紅樹林已經(jīng)消失，因此對紅樹林資源的調(diào)查和管理保護工作已經(jīng)變得非常迫切（張喬民等，2001）。

濱海鹽沼是處于海洋與陸地兩大生態(tài)系統(tǒng)的交界區(qū)的一種特殊的生態(tài)環(huán)境，它可以抵御風(fēng)暴潮災(zāi)害、凈化污染物和為瀕危物種提供合適的棲息環(huán)境。鹽沼主要分布在溫帶地區(qū)，在寒帶也有一定的分布，但除個別地區(qū)（如澳大利亞的北部、墨西哥的太平洋海岸）外，在熱帶地區(qū)鹽沼一般被紅樹林所替代（Bertness et al，2000）。以米草屬植物為主的濱海鹽沼在我國廣泛分布，是我國濱海鹽沼的典型代表。米草屬（Spartina）植物隸屬于禾本科虎尾草族，該屬于1879年由Schreber命名，全球共有14個種，均為多年生鹽沼植物，多數(shù)生長于濱海鹽沼和河口區(qū)域。米草屬植物在其原產(chǎn)地是鹽沼中的常見優(yōu)勢種，在生態(tài)系統(tǒng)中具有重要的生態(tài)功能（左平等，2009）。

中國的米草植物的生態(tài)工程最早可以追溯到1963年，原生于英國南部海岸的大米草首次在國內(nèi)進行引種（Chung，1985）。在1979年12月，人們又從大西洋沿岸引進互花米草。由于米草屬植物可以防護海岸侵蝕、促淤、固壤、改善鹽堿土質(zhì)等作用，天津、江蘇、溫州等地區(qū)開始先后種植米草屬植物，對于保護海岸起到一定的效果（宋連清，1997）。

根據(jù)左平等（2009）的研究顯示，到2009年為止大米草在我國海岸帶區(qū)域退化嚴重,僅在遼寧、河北、山東、江蘇、廣東等省有少量分布，面積不足16 hm2，互花米草在我國海岸帶的分布面積達34 451 hm2。分布范圍北起遼寧省,南達廣西壯族自治區(qū),覆蓋了除海南省、臺灣省之外的全部沿海省份,江蘇省、上海市、浙江省和福建省的互花米草面積占全國海岸帶總分布面積的94%,是我國互花米草分布最集中的地區(qū)（左平等，2009）。米草屬植物在鹽沼環(huán)境的生存競爭中占據(jù)了絕對的優(yōu)勢，會產(chǎn)生物種入侵現(xiàn)象，與本地生態(tài)系統(tǒng)之間產(chǎn)生競爭。米草屬植物是否屬于具有負面效應(yīng)的“入侵植物”還具有爭議。陳一寧等（2005）通過對蘇北鹽沼區(qū)的生物學(xué)調(diào)查和統(tǒng)計，發(fā)現(xiàn)大米草對于原生的潮間帶植被群落沒有顯著的影響，而互花米草則能夠產(chǎn)生顯著影響。Gao等（2014）回顧了米草屬植物在中國潮灘上的發(fā)展歷史，認為在長江以北，米草屬植物對原生生態(tài)系統(tǒng)沒有顯著影響，而在長江以南，米草屬植物對原生系統(tǒng)產(chǎn)生了負面的影響。

在我國東南部沿海，從米草屬和本地紅樹植物之間的關(guān)系來看，以往的觀察表明米草屬植物會抑制紅樹林的擴張（林鵬，2001）。但是唐國玲等（2007）發(fā)現(xiàn)無瓣海桑這一種紅樹的種植會對互花米草產(chǎn)生抑制效果，且隨著無瓣海桑種植年限的增加，互花米草受到的抑制效果也會慢慢增加，直至消亡，被別的物種所取代（唐國玲等，2007）。福建省是我國紅樹林自然分布最北的一個省份。同時，福建省的海岸帶也分布著大面積的互花米草，十分有利于研究紅樹林與互花米草交界區(qū)的空間格局變化。在福建，紅樹林分布區(qū)都有互花米草的分布,互花米草表現(xiàn)出極強的適應(yīng)能力和擴散能力,對紅樹植物造成了顯著的競爭排斥,不僅使得人工造林的紅樹植物苗木無法正常生長發(fā)育,甚至一些低矮的成年植株也因互花米草的遮蔭而死亡,導(dǎo)致紅樹林退化。云霄漳江口國家級紅樹林保護區(qū)、九龍江口省級紅樹林保護區(qū)、泉州灣濕地省級保護區(qū)等都面臨互花米草的威脅（黃冠閩，2009）。

互花米草引種到我國的歷史已經(jīng)超過30年，對于互花米草鹽沼的擴張過程以及與紅樹林之間的空間競爭過程和機制可以通過歷史性的回顧來進行系統(tǒng)性的描述與評價。遙感影像可以提供近30年的歷史信息，是研究潮灘植物群落空間變化的重要手段，這種研究方法對比于常規(guī)方法具有覆蓋面積大、時效性高、節(jié)約成本、可對邊界進行準(zhǔn)確勾畫等優(yōu)點。本文收集了1988年以來的Landsat影像、Google Earth影像進行歷史遙感圖像分析，選取了福建省漳江口紅樹林國家級自然保護區(qū)作為研究對象，主要目的在于了解紅樹林和互花米草鹽沼的歷史分布特征以及變化規(guī)律，探討兩者之間的空間競爭關(guān)系以及關(guān)鍵影響因素，研究結(jié)果可以為我國東南部沿海的紅樹林保護以及互花米草防控工作提供技術(shù)支持。

1 研究區(qū)概況

福建云霄縣漳江口紅樹林國家級自然保護區(qū)位于福建省漳州市漳江入海口（圖1），地理位置在東經(jīng)117°23′-117°30′，北緯23°53′-23°57′之間。該區(qū)域潮汐為不正規(guī)半日潮，最大潮差4.14 m，最小潮差0.43 m，平均潮差2.32 m，最高潮位2.80 m，最低潮位-2.00 m,平均海平面0.46 m（基于高程基準(zhǔn)面）（林鵬，2001）。該地區(qū)屬于亞熱帶季風(fēng)性氣候，年平均氣溫為21.2℃，年平均降雨量1 871.2 mm。保護區(qū)內(nèi)被一條主潮溝分隔為東西兩側(cè)潮灘，紅樹林生長在西側(cè)潮灘，互花米草則在兩側(cè)潮灘都有分布。西側(cè)潮灘的灘面高程整體表現(xiàn)為西北高，東南低。

漳江口紅樹林保護區(qū)成立于1992年，1997年經(jīng)省政府批準(zhǔn)成為省級自然保護區(qū)，2003年經(jīng)國務(wù)院批準(zhǔn)成為國家級自然保護區(qū)，并在2008年成為福建省內(nèi)唯一列入《國際重要濕地名錄》的濕地。保護區(qū)內(nèi)的紅樹林主要種類有秋茄、木欖、桐花樹、白骨壤、老鼠簕等，是北回歸線以北面積最大、種類最多、生長最好的天然紅樹林群落。保護區(qū)的紅樹林在中游生長較為集中，上游低鹽度條件下僅有少量的秋茄分布，在下游河口高鹽度條件下基本沒有紅樹植物，只有極少的秋茄胚軸。互花米草在中游和上游中低鹽度條件下分布較集中，在下游河口的較高鹽度條件下仍有分布（黃冠閩等，2008）。

圖1 福建漳江口紅樹林保護區(qū)地理位置（小圖）和區(qū)域情況（大圖）（黑框內(nèi)為研究區(qū)域，圖中等深線的基準(zhǔn)面是85國家高程）

2 方法

2.1 技術(shù)路線

本文搜集了自1988年至2014年這27年間共15期覆蓋研究區(qū)域的Landsat影像和Google Earth影像。對經(jīng)過一系列必要處理后的Landsat影像進行地物分類，對Google Earth影像進行幾何配準(zhǔn)。在它們的精度達到要求后，利用ArcGIS軟件處理，提取出紅樹林、互花米草的面積變化，邊界變化以及分布范圍變化。最后再對數(shù)據(jù)結(jié)果進行分析，并與他人的研究結(jié)果進行討論對比（圖2）。

本次研究所采用的數(shù)據(jù)主要為美國陸地衛(wèi)星Landsat和GoogleEarth遙感影像（表1，圖3）。其中Landsat遙感影像從地理空間數(shù)據(jù)云（http：//www. gscloud.cn/）可以直接免費下載。按照Google Earth使用條款，本文僅利用Google Earth影像來提取植被邊界信息。輔助數(shù)據(jù)有2013年4月和2014年4月實測的GPS控制點。

圖2 技術(shù)路線圖

2.2 Landsat衛(wèi)星影像分析

Landsat遙感影像處理步驟依次主要有數(shù)據(jù)預(yù)處理、地物光譜特征分析、波段運算處理、掩膜處理、地物分類、精度評價。其中數(shù)據(jù)預(yù)處理包括大氣校正和幾何校正。

圖3 研究數(shù)據(jù)來源對比（a為Landsat8影像，b為Google Earth影像）

表1 遙感圖像概況

本次研究主要采用多特征融合的最大似然分類法對12景Landsat影像進行監(jiān)督分類分類，提取出歷年來紅樹林與互花米草的覆蓋范圍。最大似然分類法是目前應(yīng)用的最為廣泛的監(jiān)督分類算法之一，具有錯誤分類概率低的特點（吳連喜等，2003）。輸入最大似然分類法的波段選擇為：

1）紅波段。紅波段為葉綠素吸收的主要波段，植被在紅光波段上的影像呈黑色，因此紅波段被廣泛用來計算植被覆蓋率。從本研究多次進行波段組合的效果來看，紅波段的效果是最佳的。

2）NDVI（歸一化差異植被指數(shù)）。通過對比Landsat遙感影像中提取出的主要地物光譜特征（圖4），可以發(fā)現(xiàn)紅樹林在近紅外波段有一個峰值，要高于其他主要地物光譜；而在紅光波段處又有一個波谷，低于其他地物。因此在分類時考慮利用NDVI來描述這一特征，把NDVI作為一個重要的區(qū)別紅樹林的分類特征加入到分類器中。

圖4 漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)地物光譜特征

3）經(jīng)過灰度翻轉(zhuǎn)之后的MNDWI（歸一化差異水體指數(shù)）。對比互花米草與其他的地物光譜特征，發(fā)現(xiàn)互花米草并沒有像紅樹林那樣明顯的具有近紅外波段波峰和紅光波段波谷的光譜特征，要在遙感影像中直接區(qū)分出互花米草具有一定的難度。因此需要找到其他方法來突出互花米草的光譜特征。通過觀察，發(fā)現(xiàn)互花米草在中紅外波段的灰度值要高于其他地物，在綠光的波段處的灰度值又處于中等水平。因此互花米草的綠光波段與中紅外波段的反射率之差要比其他地物小，而綠光波段與中紅外波段的反射率之和不比其他地物小，所以互花米草的MNDWI（MNDWI=ρGREEN-ρMIR/ρGREEN+ρMIR，其中ρGREEN為綠光波段的反射率，ρMIR為中紅外波段的反射率）要比其他地物小。因此可以考慮利用MNDWI指數(shù)來區(qū)分互花米草。在MNDWI影像中，互花米草像元偏暗，為了突出互花米草的特征，需要對MNDWI影像進行灰度翻轉(zhuǎn)處理，使互花米草的像元變亮（圖5）。

將紅波段、NDVI影像、經(jīng)過灰度翻轉(zhuǎn)之后的MNDWI影像進行組合，并在ENVI軟件下采用最大似然分類法進行分類。在進行分類之前，為了減少外部信息的干擾，需要對遙感影像進行掩膜處理，只留下研究區(qū)的部分。分類結(jié)果如圖6所示。

2.3 Google Earth衛(wèi)星影像分析

Google Earth的衛(wèi)星影像來源于衛(wèi)星影像和航拍數(shù)據(jù)的整合，其中衛(wèi)星影像主要來自于美國快鳥公司（Quick）的商業(yè)衛(wèi)星和美國Earth Sat公司的陸地衛(wèi)星，而航拍則來自于英國、美國、法國等不同國家的幾個公司，其中以美國的IKONOS公司提供的影像最為清晰，可達到1 m左右的清晰度。Google Earth在全球范圍內(nèi)都提供了影像數(shù)據(jù)，不過分辨率的大小各不相同，在美國的大型城市、機場、港口等地區(qū)能達到1 m甚至0.5 m。此外Google Earth軟件的優(yōu)點還體現(xiàn)在其時效性上，谷歌公司經(jīng)常對Google Earth進行影像更新，大城市的平均更新頻率在3個月左右。因此Google Earth影像無論從空間尺度還是時間尺度來看，都可以滿足本研究的需求。

圖5 漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)互花米草（A區(qū)）的MNDWI指數(shù)的灰度翻轉(zhuǎn)前后對比（圖中的互花米草位于主潮溝西側(cè)潮灘的最東側(cè)）

利用Google Earth影像的主要目的是進行紅樹林以及互花米草的邊界的精確提取，通過不同時間點的植被冠層圖像來對紅樹林、互花米草的生長狀況以及二者相鄰處的邊界格局的變化情況進行監(jiān)測。采用的技術(shù)路線如下：在ArcGIS軟件下利用實地GPS數(shù)據(jù)對Google Earth影像進行幾何校準(zhǔn)，再對Google Earth影像進行目視解譯。利用影像解譯結(jié)果來探究紅樹林的生長狀況、互花米草的入侵路線以及二者交界處的邊界格局變化情況。

2.4 精度評價

1）Landsat遙感影像的分類精度評價分類精度是指像元在圖像中被正確分類的程度。評價分類精度的主要標(biāo)準(zhǔn)有總體分類精度、用戶精度、制圖精度和Kappa系數(shù)。其中總體分類精度等于被正確分類的像元總和除以總像元數(shù)；用戶精度是指正確分到某類的像元總數(shù)與分類器將整個圖像的像元分為該類的像元總數(shù)比率；制圖精度是指分類器將整個圖像的像元正確分為某類的像元數(shù)與該類真實參考總數(shù)；Kappa系數(shù)是通過把所有真實參考的像元總數(shù)乘以混淆矩陣對角線的和，再減去某一類中真實參考像元數(shù)與該類中被分類像元總數(shù)之和之后，再除以像元總數(shù)的平方減去某一類中真實參考像元總數(shù)與該類中被分類像元總數(shù)之積對所有類別求和的結(jié)果。

圖6 2014年漳江口紅樹林保護區(qū)Landsat8遙感影像分類結(jié)果

本文利用多特征融合的最大似然分類法，將紅波段、NDVI、MNDWI作為主要的判別要素來提取紅樹林和互花米草區(qū)域。同時采用拍攝時間接近的Google Earth影像的解譯結(jié)果來對Landsat影像的分類結(jié)果進行驗證。結(jié)果顯示，平均總分類精度為94.82%，平均Kappa系數(shù)為0.866。紅樹林平均制圖精度為95.71%，平均用戶精度為97.25%?；セ撞萜骄茍D精度為92.46%，平均用戶精度為88.33%。綜合前人的研究結(jié)果，平均制圖精度和平均用戶精度大于等于85%即可認為分類結(jié)果較好，因此本研究的分類結(jié)果可以滿足遙感分類的提取要求。

2）Google Earth影像校準(zhǔn)后的地理精度評價為了確認Google Earth影像經(jīng)過幾何校準(zhǔn)后的可用性，采取的方法是Google Earth影像的經(jīng)緯度與未用來進行幾何校準(zhǔn)的對應(yīng)實地測量GPS點的經(jīng)緯度進行對比。經(jīng)過對比，發(fā)現(xiàn)二者的經(jīng)緯度具有良好的吻合度，經(jīng)度的相關(guān)系數(shù)為0.987，緯度的相關(guān)系數(shù)為0.994。通過上述比較，校準(zhǔn)過后的Google Earth影像可以滿足本研究的需求。

3 結(jié)果

3.1 歷年來紅樹林與互花米草鹽沼的面積變化

在對歷年的Landsat遙感影像進行完分類后，可以從中提取出歷年來紅樹林與互花米草的面積變化情況（圖7，表3，表4）。

從表3可知，自1988年開始，紅樹林的面積就一直處于增長狀態(tài)。其中1988年至2004年這段時期，紅樹林面積增長速率較快，除了1988年到1992年間的面積年增長率在0.67 hm2/a，其他時間段的面積年增長率均在1.4 hm2/a以上。在2002年至2004年期間達到了1.96 hm2/a?？傮w上來看，這17 a的面積年增長率為1.36 hm2/a左右。在2004年以后，紅樹林面積的增長速率放緩，2004年到2014年之間的面積年增長率為0.48 hm2/a，紅樹林的面積保持穩(wěn)步低速增長。從1988年到2004年這17 a內(nèi)，紅樹林面積增長21.74 hm2，而從2004年到2014年這11a內(nèi)，紅樹林面積僅增長了4.77hm2。綜上所述，云霄紅樹林保護區(qū)的紅樹林在近30 a經(jīng)歷了快速擴張-緩慢擴張這兩個階段。

圖7 1988-2014年間漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)紅樹林與互花米草面積對比圖

表31988 -2014年間漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)紅樹林歷史面積變化

表41988 -2014年漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)互花米草歷史面積變化（互花米草最早于2002年出現(xiàn)于遙感影像中）

經(jīng)過對于各個時間段的遙感影像的仔細比對以及前人的觀測記錄，最終確定互花米草是在2000年左右開始進入紅樹林保護區(qū)內(nèi)。由于離紅樹林較遠的低潮灘上的互花米草會受到蟶苗捕撈等人類活動的干擾，因此以下只討論離紅樹林較近的潮灘上部的互花米草的分布及擴散情況（表4）。

從表4中我們可以發(fā)現(xiàn)以下信息：1）2002年到2006年期間，互花米草的面積增長率較高，其面積年平均增長達到1.7 hm2/a，由于這段時間互花米草剛剛進入研究區(qū)，基數(shù)面積較小（2.52 hm2），盡管到了2006年總面積依然小，但是增長率可觀。2）2006年至2010年期間，互花米草面積增長較小，面積平均年增長為0.18 hm2/a，說明互花米草的擴張在這段期間有所減緩。3）在2010-2014年期間，互花米草的面積增速變大，面積年平均增長為4.57 hm2/a。2010年的互花米草面積僅為10.09 hm2，2014年的互花米草的面積達到了28.35 hm2，5 a內(nèi)增長了18.26hm2。相比之下，2002到2010年這9 a內(nèi)，互花米草的面積只增長了7.57 hm2?？梢?010年到2014年期間為互花米草的主要擴張期。從整體上來看，互花米草從2002年左右出現(xiàn)在云霄紅樹林保護區(qū)之后，經(jīng)歷了快速擴張-減緩擴張-快速擴張這樣一個過程。

3.2 紅樹林與互花米草鹽沼的空間擴展特征

在ArcGIS軟件中提取出歷年的紅樹林和互花米草邊界，然后再疊加到同一圖層中，進行對比（圖8、9）。

圖8 1988-2014年漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)紅樹林的歷史邊界變化對比圖（b圖的底圖為2014年1月31日的GoogleEarth影像?；セ撞菖c紅樹林的交界區(qū)在圖中互花米草與紅樹林交界區(qū)分隔線的北部）

圖9 2002-2014年漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)互花米草群落的擴張入侵路線圖其中2002和2010年為潮灘落干時的圖像，其他年份為未落干時的圖像。另外，本圖包含了表4未進行統(tǒng)計的部分潮灘（主潮溝的右側(cè)潮灘）

圖8表明，1988年到2004年期間，紅樹林的主要空間擴張為沿著紅樹林原有邊界平行向潮灘外推，這應(yīng)該是屬于紅樹林的自然擴張，因為紅樹林可以造成周邊潮灘淤高形成適合幼苗生長的環(huán)境，而且這一期間互花米草并未達到該區(qū)域，還未形成競爭。2004年以后，互花米草已經(jīng)擴張到紅樹林前緣的北部，該時期紅樹林最主要的增長位于紅樹林的中部位置，其余部分的增長面積則很小，同時空白區(qū)域被新的紅樹林填補，沒有出現(xiàn)紅樹林明顯衰退的現(xiàn)象。通過對Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)中部紅樹林增長區(qū)域為一條大潮溝，紅樹林沿著潮溝向外擴張，這可能提示紅樹林在受到互花米草脅迫時能夠轉(zhuǎn)換策略，沿著潮溝這樣沿岸相對坡度較大、排水性較好的區(qū)域生長，而不是依靠外緣的平行外擴。通過對圖7b的觀察，可以發(fā)現(xiàn)紅樹林在生長過程中，內(nèi)部的空白斑塊得到了填補，使內(nèi)部的空白斑塊從之前的低覆蓋率向高覆蓋率轉(zhuǎn)化。根據(jù)對有關(guān)資料的查閱，發(fā)現(xiàn)自1992年紅樹林保護區(qū)成立以來，基本杜絕濫砍濫伐紅樹林的現(xiàn)象。同時采取造林和撫育措施，這些措施包括了對林內(nèi)空白區(qū)的補種，因此在保護區(qū)內(nèi)紅樹林的面積得以穩(wěn)定增長。

通過分析圖9可以發(fā)現(xiàn)，互花米草于2000年左右進入保護區(qū)內(nèi)開始繁殖擴張。互花米草最早出現(xiàn)于潮灘下部部分地勢相對較高的區(qū)域，如紅樹林的北部潮灘和中部主潮溝西側(cè)的低潮灘以及離紅樹林較遠的東部潮灘部分區(qū)域（主潮溝東側(cè)，類似于江心洲的凸起地貌單元）。然后，保護區(qū)內(nèi)互花米草沿著紅樹林的外緣擴張，2006年左右已經(jīng)覆蓋了現(xiàn)在所能看到的互花米草/紅樹林交錯區(qū)。之后保護區(qū)北部的互花米草鹽沼向潮灘下部擴張，與中部向上蔓延的互花米草鹽沼連接，整體分布格局為西北-東南方向，與潮流方向一致，但是互花米草鹽沼和紅樹林之間的交錯區(qū)穩(wěn)定出現(xiàn)于北部。保護區(qū)內(nèi)的互花米草鹽沼在2010年之前主要集中于北部，2013年和2014年的圖像顯示互花米草向南蔓延。保護區(qū)南部的互花米草出現(xiàn)在大型潮溝一個分支的南岸，很可能是由潮水向東部的潮灘上帶入的。主潮溝東側(cè)的潮灘互花米草由于不在核心保護區(qū)范圍內(nèi)，經(jīng)常受到人類養(yǎng)殖活動的干擾，2010年前后的互花米草分布格局有較大的變化，整體趨勢是朝著潮間帶上部擴張。從整體上看，互花米草進入漳江口紅樹林保護區(qū)的路徑為：1）2002年左右，互花米草到達潮灘下部并在地勢較高處斑塊狀生長；2）2002-2006年期間，互花米草斑塊朝著地勢較高的潮灘上部以及紅樹林邊緣擴張并連成一片；3）2006年到2014年期間，由于在潮灘上部受到紅樹林的限制，互花米草鹽沼整體向潮灘下部擴張；4）2010年之后互花米草鹽沼沿著主潮溝進入到保護區(qū)南部的紅樹林區(qū)。值得注意的是，2010年后互花米草鹽沼中出現(xiàn)了紅樹林斑塊，可能是由于保護區(qū)種植紅樹林幼苗引起的。

3.3 紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)的邊界變化特征

通過圖8對比互花米草和紅樹林的邊界變化，可以發(fā)現(xiàn)保護區(qū)北部紅樹林的邊界幾乎沒有發(fā)生過變化。即使2002年以后互花米草開始在紅樹林的北部區(qū)域生長，與紅樹林開始爭奪生存空間，紅樹林的原有邊界也沒有出現(xiàn)很明顯的后退現(xiàn)象，呈現(xiàn)與互花米草對峙的局面。在2006年以后，互花米草擴張到紅樹林的上中部區(qū)域邊界，并在此之后穩(wěn)定在該區(qū)域。之后，在這些區(qū)域中，紅樹林邊界還出現(xiàn)了輕微往外擴張的跡象，可見在漳江口紅樹林保護區(qū)，紅樹林一旦成林，在與互花米草的競爭中具有一定的優(yōu)勢，互花米草并無明顯的入侵現(xiàn)象，只是占據(jù)了原有的光灘，抑制了紅樹林的擴張速度。

4 討論

4.1 互花米草的傳播途徑

從2002年至今，互花米草面積的增長主要來源于潮灘上的互花米草的生長。生長在紅樹林邊緣的互花米草只向南擴張了一部分，增長面積很小。潮灘上的互花米草的擴張趨勢主要表現(xiàn)為向潮灘上部遷移，2006年以后互花米草和紅樹林的交界區(qū)保持穩(wěn)定，互花米草不再沿著紅樹林外緣擴張，而是轉(zhuǎn)為向下部潮灘擴張。潮灘上互花米草的增長速度經(jīng)歷了兩個階段：第一階段從2002年到2010年，互花米草的增長相對緩慢；第二階段從2010年至2014年，互花米草迅速擴張，2014年互花米草的面積幾乎是2010年的3倍。

沈永明等（2002）在研究江蘇沿?；セ撞蓰}沼的擴展過程時認為互花米草鹽沼的擴展速度會分成三個階段。第一階段中，互花米草的擴展速度較慢。在此期間，互花米草群落內(nèi)植株稀疏，種子產(chǎn)出量少，互花米草主要依靠根莖蔓延的方式來擴大互花米草植株密度。第二階段中，互花米草的植株密度和粗細均達到最佳，種子開始大量產(chǎn)出。種子隨著潮流漂散、立地、扎根，這是此階段中互花米草鹽沼的主要擴展方式。在此階段中，互花米草鹽沼的擴展速度極快。第三階段中，互花米草鹽沼年擴展速率便因為受到灘面高程的限制而減慢下來，并繼續(xù)填充斑狀草叢間的空隙地。必須等待互花米草鹽沼的外緣繼續(xù)淤高，滿足互花米草生態(tài)所要求的潮侵率以后，鹽沼才能繼續(xù)向外擴大面積（沈永明等，2002）。

經(jīng)過與沈永明的研究結(jié)果對比，在2002-2010年期間，潮灘上的互花米草鹽沼處于擴展過程中的第一階段。在此期間，互花米草通過根莖蔓延的方式把2002年潮灘上的幾個互花米草斑塊連成片，并且擴大群落內(nèi)植株密度。同時，由于紅樹林前緣的沉積速率較高，成為適合互花米草生長的生境，因此，互花米草在發(fā)展的初始階段會沿著紅樹林的前緣擴張。2010-2014年期間，互花米草鹽沼處于第二階段，此階段互花米草種子隨潮流飄散，在灘面上迅速擴張，在這個階段，互花米草已經(jīng)可以通過捕集泥沙來形成較高的灘面高程，創(chuàng)造有利于互花米草繁殖的生境，并進一步將堆高的灘面向下推進，使得互花米草能在潮灘上進一步擴張。值得注意的是，這一階段，互花米草和紅樹林之間形成了一種空間競爭上的平衡，兩者之間的邊界保持了穩(wěn)定。

4.2 紅樹林與互花米草鹽沼的空間競爭

要探討紅樹林植物是否與互花米草鹽沼之間存在空間競爭，首先要先對它們的生存環(huán)境進行分析。張宜輝等（2008）曾經(jīng)從以下3個方面來比較二者的生存環(huán)境：（1）從緯度分布來看，互花米草主要生長在溫帶地區(qū)，最南至廣東雷州。紅樹林則主要生長在熱帶、亞熱帶，最北至浙江樂清。因此，除開海南只有紅樹植物分布外，二者在浙江、福建、臺灣、廣東、廣西等地生長分布重疊；（2）從潮間帶的垂直分布來看，互花米草可分布在高、中、低潮帶，紅樹植物僅分布在中、高潮帶；（3）沿河口灣上溯，互花米草的分布范圍可從入?？诟啕}生境到感潮區(qū)上界的淡咸水生境，紅樹植物僅分布在咸淡水交匯的感潮河段。因此無論從緯度分布、潮間帶的垂直分布還是沿河口灣上溯的分布來看，紅樹林與互花米草的生存環(huán)境都存在重疊，并且互花米草具有更廣的適應(yīng)性（張宜輝等，2008）。

漳江口紅樹林保護區(qū)的互花米草出現(xiàn)于2000年左右（張宜輝等，2008），這與從遙感圖像上獲取的結(jié)果相似。在2004年以前，紅樹林的增長速度十分迅速。2004年以后，互花米草群落已經(jīng)在研究區(qū)內(nèi)初具規(guī)模，并且出現(xiàn)在了紅樹林的北部邊界這一主要增長區(qū)域。此后紅樹林的增長速度顯著放緩。張宜輝等（2006）的研究表明,互花米草入侵會導(dǎo)致一年生的秋茄幼苗存活數(shù)量減少,從而影響紅樹林的天然擴散與更新?；セ撞莸纳L會對紅樹林的正常擴張產(chǎn)生抑制效果，使紅樹林的擴張速度變慢。因此可以推斷紅樹林與互花米草鹽沼的空間競爭是存在的。但是，從遙感圖像的分析結(jié)果來看，互花米草的主要影響是導(dǎo)致紅樹林的向外擴張速率顯著放緩，或者說是紅樹林的天然擴散或者更新速度因為互花米草的出現(xiàn)而放緩，從空間格局上看，互花米草并沒有明顯入侵到紅樹林之內(nèi)。2014年生長在互花米草群落中的紅樹林，對比與2010年時面積明顯變大，說明紅樹林可以在互花米草鹽沼中成活并擴張，互花米草和紅樹林在一定條件下可以共存。

4.3 影響紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)空間格局的因素

根據(jù)遙感影像分析，潮溝的分布和紅樹林的林冠完整性可能會影響紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)空間格局變化。

潮溝是潮水與灘面相互作用的產(chǎn)物，是鹽沼與潮溝系統(tǒng)本身與外界系統(tǒng)不斷進行著物質(zhì)、能量與信息交換的重要通道（沈永明等，2003）。作為典型的沉積地貌單元，潮溝在世界各地河口三角洲、平原海岸、海灣、瀉湖以及沙洲淺灘上廣泛分布，并呈現(xiàn)出樹枝狀、矩形狀、平行狀或羽狀等平面結(jié)構(gòu)（吳德力等，2013）。潮溝形成的主要動力因素是落潮后期歸槽水造成的溝渠效應(yīng)，并且它的主要作用是宣泄退潮時滯留在灘面上的潮水和向潮灘上部輸送沉積物（張忍順等，1991）。

根據(jù)對Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)紅樹林的中部存在一條潮溝。前文中探討紅樹林的空間擴展特征時已經(jīng)提到漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)的紅樹林最初沿著紅樹林原有邊界平行向潮灘外推，當(dāng)互花米草擴張到了紅樹林前緣的北部并且開始抑制紅樹林的自然擴張后，紅樹林開始沿著中部潮溝這樣的區(qū)域往外生長。

紅樹林不能隨意地生長或向潮灘擴展（無論是天然幼苗或人工種植），必須以灘面高程已淤漲到平均海面以上并達到一定程度的穩(wěn)定為前提（Lear et al，1977）。此外，沉積物及其上發(fā)育的土壤是影響紅樹植物生長發(fā)育的重要環(huán)境因素（鄭德璋等1994）。漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)的紅樹林之所以會沿著潮溝向外擴張，原因可能是潮溝輸運的大量沉積物會在潮溝兩岸優(yōu)先堆積成局部較高的矮堤（Zeff，1988），營造出適合紅樹林生長的環(huán)境。紅樹林的生長又能夠顯著促進潮灘淤漲，從而形成一個良性循環(huán)，使紅樹林可以繼續(xù)向外擴張。同時，潮溝兩岸的良好排水性也有利于紅樹林根系的發(fā)育。從紅樹林向外擴張路徑的前后變化來看，潮溝的分布可能是影響紅樹林與互花米草鹽沼交界區(qū)的重要因素。

Seneca（1974）曾指出光照是影響互花米草植株生長的關(guān)鍵影響因素，如果互花米草幼苗不能得到充分的光照就會死亡。黃冠閩等（2013）在互花米草對秋茄幼苗更新的影響試驗中發(fā)現(xiàn)，互花米草的遮蔭效果會使秋茄幼苗生長緩慢，并且最終由于互花米草的倒伏覆蓋使得秋茄幼苗完全失去光照而死亡。這說明充足的光照對于互花米草和紅樹林的正常生長是必需的，在它們擴張的交界區(qū)必定會產(chǎn)生爭奪光照的生存競爭。

通過對Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)保護區(qū)內(nèi)與互花米草交界的大多是林冠完整的紅樹林。它們的交界區(qū)格局基本保持穩(wěn)定，但是在紅樹林邊緣的林窗區(qū)發(fā)現(xiàn)了疑似互花米草入侵的跡象。通過對2014年4月份的實地航拍影像（分辨率0.3 m）的觀察，發(fā)現(xiàn)交界區(qū)內(nèi)的紅樹林的林窗區(qū)確實存在互花米草入侵的現(xiàn)象，而林冠完整的紅樹林則沒有這一現(xiàn)象發(fā)生。李鄭杰（2014）發(fā)現(xiàn)互花米草不能入侵林冠完整的紅樹林，但可以成功入侵到紅樹林的林窗，林窗越大，互花米草越容易入侵成功。對于林冠完整的紅樹林，由于其遮蔭效應(yīng)的存在，使生長在樹冠下的互花米草由于無法得到充足的光照而不能成功入侵。但是一旦紅樹林邊緣出現(xiàn)了林窗，互花米草就有可能成功入侵，通過抑制紅樹林幼苗的生長來抑制紅樹林的擴張。

紅樹林與互花米草的生存環(huán)境存在大量重疊，并且互花米草的適性更廣。在二者的交界區(qū)存在以爭奪光照為核心的生存空間競爭，從而減緩紅樹林的擴張速度。只要紅樹林的樹冠完整，互花米草就不能入侵成功，因此紅樹林的郁閉度或者說林冠的完整性是影響互花米草與紅樹林空間競爭的重要因素。

5 結(jié)論

本研究通過利用Landsat和Google Earth影像，利用ENVI、ArcGIS等軟件對圖像進行了分析，成功提取出了近30 a福建漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)紅樹林面積的歷史變化、紅樹林邊界的歷史變化、互花米草的面積變化和擴散路徑以及紅樹林與互花米草交界區(qū)的格局變化。本文主要有以下幾個結(jié)論：

（1）漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)的紅樹林的增長速度經(jīng)歷了兩個階段，在1988-2004年間增長較快。2004年以后由于受到互花米草的抑制效果，增長速度變慢。紅樹林主要空間擴張也經(jīng)歷了兩個階段：1988年至2004年間，紅樹林的空間擴張主要變現(xiàn)為沿著紅樹林原有邊界平行向潮灘外推；2004年以后紅樹林的主要增長部分為中部位置，并且表現(xiàn)為沿著潮溝向外生長。

（2）漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)的互花米草經(jīng)歷了兩個發(fā)展階段，2002年至2010年緩慢增長階段以及2010年之后迅速擴張階段，形成了整體與潮流一致的空間格局?；セ撞菰?002年左右進入保護區(qū)后先向地勢較高的潮灘上部以及紅樹林邊緣擴張，在受到紅樹林的限制后，轉(zhuǎn)向潮灘下部擴張。

（3）漳江口紅樹林保護區(qū)內(nèi)的紅樹林與互花米草的交界區(qū)存在生存空間競爭，并且它們的邊界基本保持穩(wěn)定，部分區(qū)域表現(xiàn)為紅樹林略微向外擴張。影響互花米草與紅樹林空間競爭的重要因素：一是潮溝的分布，紅樹林的自然擴張在受到互花米草的抑制后開始沿著潮溝往外生長；二是紅樹林的林冠完整性，互花米草難以入侵林冠完整的紅樹林。

致謝：在結(jié)果分析過程中獲得過國家海洋局第二海洋研究所張華國副研究員、廈門大學(xué)張宜輝副教授的指導(dǎo)和幫助，文中所有使用的Google Earth圖像版權(quán)屬于谷歌公司，在此表示感謝。

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（本文編輯：袁澤軼）

Remote sensing analysis of the changes in the ecotone of mangrove forests and Spartina alterniflora saltmarshes

LI Yi1,CHEN Yi-ning1,2,LI Yan2

（1.The Second Institute of Oceanography,SOA,Hangzhou 310012,China;2.Fujian Provincial Joint Key Laboratory for Coastal Ecology and Environmental Studies,Xiamen University,Xiamen 361005,China）

Mangrove forests and saltmarshes are the most important types of coastal wetlands in the world.In southeastern coastal areas of China,the competition between Spartina alterniflora saltmarshes and mangrove forests has become an important problem.In order to investigate the rules of spatial competition between Spartina alterniflora saltmarshes and mangrove forests,this paper selected Yunxiao National Nature Reserve of Mangroves which locates in Zhangjiang Estuary, Fujian Province,as the study area.We used the Landsat and Google Earth imageries covering this area from 1988 to 2014. Maximum likelihood classification was used to obtain the change of the total area of the mangrove forest and the Spartina alterniflora saltmarsh over nearly 30 years.The results showed that：1)the expanding rate of the mangrove forest was fast in 1990's,but it slowed down after 2004;2)Spartina alterniflora firstly appeared in the image of 2002 and it spreaded towards the elevated area at a low rate,but the expanding rate was accelerated after 2010;3)The boundary between the mangrove forest and Spartinaalterniflora mainly remained stable,with an expansion of the mangrove forest in some areas;4)The distribution of tidal creeks and the closure of mangrove canopy may influence the spatial pattern of the junction region of mangrove forests and Spartina alterniflora saltmarshes.

remote sensing;mangrove forest;spartina alterniflora;saltmarshes;spatial competition

X87；Q948.13

A

1001－6932（2017）03－0348－12

10.11840/j.issn.1001-6392.2017.03.014

2015-12-31；

2016-03-20

國家自然科學(xué)基金青年項目（41006047）；福建省自然科學(xué)基金（2010J01265）；第二海洋研究所科研院所基本科研業(yè)務(wù)費專項（JT1505）。

李屹（1991-），碩士研究生，研究方向為海島海岸帶過程與監(jiān)測管理。電子郵箱：ly2220092360@126.com。

陳一寧，博士，副研究員。電子郵箱：yiningchen@sio.org.cn。