近20年福建红树林和互花米草群落时空变化及景观特征

潘卫华，陈家金,王 岩

(1.福建省气象科学研究所，福建 福州 350001；2.福建省灾害天气重点实验室，福建 福州 350001；3.福建省气象服务中心，福建 福州 350001)

随着经济社会的快速发展和海洋开发进程的加快，沿海滩涂湿地资源日益受到自然因素和人类活动的强烈影响。由于滩涂资源及其承载能力是有限的，资源开发要建立在维护生态环境健康的基础之上[1-2]。

红树林和互花米草是福建省沿海湿地的主要植被群落。红树林作为珍贵的海洋生态植被资源，曾广泛分布于福鼎市至诏安县沿海滩涂。由于围垦和砍伐，1979年仅剩余300 hm2，主要分布于漳江口、泉州湾和九龙江口等海域。引进物种互花米草拥有的强大生长力，使其在沿海滩涂快速蔓延[3]，并且入侵红树林群落，直接造成底栖动物和红树林的减少，严重威胁沿海滩涂生态系统的安全[4]。

由于互花米草和红树林适宜在潮间带浅滩生长，传统的人工野外调查受限于淤泥和涨落潮等因素，费时费力且无法有效地获取准确的植被群落信息。遥感技术以其大范围、实时、动态等特点在获取湿地滩涂植被面积和长势动态等方面具有优势，并且其监测技术也日益成熟[5-6]。目前，遥感技术广泛用于沿海滩涂植被监测研究中。如孙飒梅[7]利用1988—2003年Landsat ETM+/TM影像提取三都湾互花米草信息，揭示互花米草空间扩张及其对滩涂的破坏性影响；刘永学等[8]利用1993—1999年4个不同时相陆地卫星影像，对江苏海岸盐沼互花米草扩展动态进行监测分析，结果表明互花米草在江苏海岸盐沼地带扩展迅速，泥沙淤积作用有利于互花米草等盐沼植被演替。周在明等[9]和刘凯等[10]分别利用无人机对互花米草和红树林进行遥感监测，结果表明无人机等高空间分辨率影像有利于提高互花米草和红树林的解译精度。众多研究表明，遥感技术已经成为监测分析沿海滩涂植被群落(红树林、互花米草)的主要手段，但以往学者多侧重于红树林或互花米草单一植被群落分析[11]，而对福建全省沿海红树林和互花米草的动态监测分析比较缺乏。准确把握福建红树林和互花米草两大典型滩涂植被空间分布及动态变化信息，对红树林的保护和互花米草的治理具有重要意义。因此，笔者采用多光谱遥感影像和高空间分辨率遥感影像相结合技术，并在GIS和GPS野外实地调查辅助下，对福建省1999—2018年期间沿海红树林和互花米草滩涂植被时空变化特征进行分析，为区域红树林的保护和互花米草的治理提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

福建位于我国东南沿海，地理位置为23°32′～28°19′ N，115°50′～120°43′ E。海域辽阔，海岸线长达3 324 km，从北到南依次分布有沙埕港、秦屿湾、三沙湾、罗源湾、福清湾、兴化湾、泉州湾、九龙江口、厦门湾、东山湾和诏安湾等主要海域。福建沿海分布有典型海洋生态类型，如潮间带滩涂、港湾、红树林和河口湿地等，同时福建沿海地区也是全省人口最密集、经济最发达的地区。随着沿海经济的发展与海洋开发力度的加大，外来物种互花米草的迅速蔓延及海岸工程建设对原有生态环境造成的严重破坏，使得红树林等沿海湿地植被群落面临着生存挑战。为方便进行研究和分析，根据海岸特点将福建沿海划分为15个港湾海域。

1.2 数据及预处理

数据源有1999、2006和2018年3个时段的Landsat TM/ETM+和OLI以及Google Earth中Quickbird和GF-1影像，共计25幅；福建全省沿海边界矢量地理信息、全省数字高程模型(DEM)数据、野外GPS调查数据和地物光谱仪采样数据信息等。影像覆盖福建整个沿海区域，时相获取时间尽量选在晴空且处于低潮位时，最大程度地避免互花米草在涨潮时被海水完全浸泡。影像的预处理主要包括辐射校正、几何校正、灰度重采样和研究区提取等，使得遥感影像具有精准的地理信息和较为接近的光谱条件，利用福建滩涂矢量边界划定缓冲区进行切割，以确保研究区涵盖所有滩涂植被信息。

1.3 研究方法

1.3.1湿地植被提取方法

采用多光谱影像和高分辨率影像综合提取滩涂湿地植被信息，先对福建省滩涂矢量边界进行叠加分析，未在滩涂边界内的植被群落可归为陆地植被。利用缨帽变化[7]提取绿度、湿度因子和归一化植被指数(NDVI)，通过绿度因子和NDVI可清晰地分辨出湿地植被和裸露滩涂，湿度因子可用于有效区分养殖坑塘和水体，采用逐层分类设置不同阈值方法提取滩涂植被信息。在区分红树林和互花米草时，参考最大似然法监督分类结果。由于红树林植被覆盖度往往高于互花米草，在高空间分辨率影像中两者纹理结构不同，借助地物光谱仪进行实地采样和GPS野外调查，通过设置绿度因子和NDVI阈值对红树林和互花米草加以区分，并利用人机交互判读等技术对误判、漏判信息进行甄别和提取。

2006—2018年期间多次对福建沿海滩涂植被进行野外GPS实地取样验证，取样点从北到南涵盖福建所有沿海地区，野外调查以高精度GPS实地定位进行边界界定，对互花米草和红树林斑块、人工林或天然林进行记录整理，对典型斑块进行拍照记录，向港湾周边居民调查询问植被群落历史分布情况，同时于2006年采用同期Google Earth中的Quickbird图像，于2018年采用同期Quickbird和GF-1图像进行解译提取，并将提取结果与Landsat影像解译结果进行对比验证分析，样本抽样验证结果显示3个时相影像的解译精度分别为87.45%、93.18%和95.36%，说明红树林和互花米草解译结果具有较高精度。

1.3.2景观分析方法

采用景观生态学的斑块-廊道-基质模式分析福建滩涂湿地植被结构。景观结构组分由湿地主要景观类型组成，以基质、最大斑块以及变化最大的斑块作为分析对象，采用多样性指数、优势度指数和均匀度指数进行定量分析[12-13]，以揭示福建滩涂湿地景观的空间异质性及其变化。各项指数具体计算方法如下：

(1)

式(1)中，H为景观多样性指数；Pi为景观类型i面积占整个景观面积的比例；n为景观类型数。H值可反映景观组分数量和比例的变化情况，随着H值的增加，景观类型组成的复杂性也在增加。

(2)

Hmax=lnm。

(3)

式(2)～(3)中，D为景观优势度指数；Hmax为最大多样性指数；m为研究区域景观类型总数。D值可反映一种或少数几种景观镶嵌体支配景观格局的程度。

E=Hi/Hmax×100%，

(4)

(5)

式(4)～(5)中，E为景观均匀度指数；Hi为修正了的Simpson指数；E值较小时，反映景观受到一种或几种优势斑块类型所支配；E值趋近于1时，说明景观中没有明显的优势类型且各斑块类型在景观中呈均匀分布。

2 结果与分析

2.1 植被面积分布及变化

2.1.1面积分布和增速分析

通过对1999、2006和2018年3个时相沿海湿地植被遥感影像进行提取，并将其导入GIS中进行处理分析，统计得出福建主要海域3个时相红树林和互花米草面积信息(表1～2、图1)。

图1 3个时相福建省主要海域红树林和互花米草面积对比分析Fig.1 Comparisons of areas of mangrove and Spartina alterniflora in Fujian from 1999 to 2018

表1 1999—2018年福建省主要海域红树林面积监测结果Table 1 Monitoring results of main mangrove areas in Fujian coastal areas from 1999 to 2018

结果显示，近20 a福建红树林和互花米草总面积均呈增长趋势，红树林总面积由 1999年的542.05 hm2增加到2006年的672.12 hm2，2018年达到1 019.35 hm2。相比较而言，互花米草总面积增长更为迅速，由1999年的3 879.35 hm2增加到2006年的5 606.79 hm2，2018年达到6 527.16 hm2。

对主要海域年增长率的分析结果(图2)表明，三沙湾和罗源湾1999—2018年红树林年增长率均为0，反映出研究期间这2个水域几乎没有红树林增长。闽江口1999—2006年互花米草年增长率为1.87%，红树林年增长率为-19.83%，表明这一时期闽江口互花米草不断扩张，红树林却大幅萎缩；2006—2018年互花米草和红树林年增长率分别为3.02%和11.88%，这一时期互花米草和红树林都有增长，两者处于共存竞争状态。

表2 1999—2018年福建省主要海域互花米草面积监测结果Table 2 Monitoring results of main Spartina alterniflora areas in Fujian coastal areas from 1999 to 2018

图2 福建省主要海域红树林和互花米草年增长率对比分析Fig.2 Comparisons of annual increasing rate of mangrove and Spartina alterniflora in Fujian

1999—2006年泉州湾红树林年增长率为23.01%，互花米草年增长率为13.03%，红树林增长明显快于互花米草，这得益于当地政府大规模的人工造林；2006—2018年红树林年增长率为3.04%，互花米草年增长率为1.88%，两者增速都明显放缓，处于共存竞争状态。九龙江口和漳江口1999—2018年间互花米草年增长率均超过红树林年增长率，表明这一阶段互花米草扩张明显，互花米草相对于红树林处于竞争优势地位。

近20 a全省红树林和互花米草分布格局均发生较大变化，为更好地将其与周边地物做对比分析，以三彩色叠加方式显示遥感提取的红树林或互花米草分布信息(图3～4)。

按红树林分布的主要海域分析，1999年分布面积最大的前2个海域分别为九龙江口和漳江口，两地面积占全省红树林总面积的65.95%，其中，龙海金定村外分布有省内最大的红树林群落(图3)。2006年泉州湾红树林面积超过漳江口，位于全省第2位，九龙江口、泉州湾和漳江口3个海域红树林面积占全省红树林总面积的96.27%。到2018年，九龙江口和泉州湾红树林面积进一步增加，两者占全省面积的71.75%。截至2018年底不同港湾红树林面积占比由大到小依次为九龙江口(42.69%)、泉州湾(29.05%)、漳江口(14.39%)、沙埕港(2.26%)和连江至闽江口(1.63%)。

图3 九龙江口海域不同时相红树林分布Fig.3 Distributions of mangrove extracted from remote sensed images in Jiulongjiang of Fujian

从全省互花米草分布格局上分析，互花米草主要分布在北部海域，三沙湾为福建互花米草面积最大区，其面积约占全省互花米草面积的60%。其后依次为罗源湾和闽江口，其中，闽江口互花米草已入侵到核心区鳝鱼滩湿地(图4)。南部海域以漳江口互花米草增长最迅速，近20 a增加146.13 hm2。截至2018年底不同海域互花米草面积占比由大到小依次为三沙湾(66.46%)、罗源湾(11.91%)、连江至闽江口(7.03%)、泉州湾(6.76%)、漳江口(2.57%)和九龙江口(2.15%)。

第1行分图为闽江口，第2行分图为罗源湾。图4 闽江口和罗源湾海域不同时相互花米草分布Fig.4 Distributions of Spartina alterniflora extracted from remote sensed images in Minjiang Estuary and Luoyuan Bay of Fujian

2.1.2面积转移变化分析

表3显示,1999—2006年福建沿海主要湿地未发生改变的面积为15 256.09 hm2，转移面积为3 287.11 hm2，约占总面积的17.73%。互花米草侵占的景观类型中滩涂面积所占比例最大，约占总转移面积的81.17%，其次为其他类型和养殖坑塘，占比分别为12.12%和6.24%。红树林新增面积中最主要景观类型为滩涂，占比为89.62%，其次为养殖坑塘，占比为4.91%。

表3 1999—2006年福建主要海域各类型面积转移矩阵Table 3 Confusion matrix of land use in main areas of Fujian from 1999 to 2006

表4显示,2006—2018年福建沿海主要湿地未变化面积为16 256.77 hm2，转移面积为2 286.43 hm2。互花米草侵占滩涂的面积最大，为821.35 hm2，其后依次为侵占的153.25 hm2其他景观类型和54.34 hm2养殖坑塘。转入为红树林的景观类型中最主要的也是滩涂，达335.26 hm2。从红树林和互花米草相互转移情况分析，1999—2006年互花米草侵占面积大于转入为红树林的面积，表明互花米草入侵红树林程度要高于人为治理互花米草的效果。

表4 2006—2018年福建主要海域各类型面积转移矩阵Table 4 Confusion matrix of land use in main areas of Fujian from 2006 to 2018

2006—2018年互花米草侵占面积小于转入为红树林的面积，表明治理互花米草入侵的措施效果初显，但红树林和互花米草两者间相互转移的面积在增大，形势依然严峻。

2.2 湿地景观格局分布及动态变化

2.2.1湿地景观特征及分布

由表3～4可知，福建沿海湿地景观主要由红树林、互花米草、滩涂、养殖坑塘和其他类型组成。1999—2018年近20 a间福建省沿海湿地景观有较显著变化，各景观类型面积都发生较大变化。红树林、互花米草和养殖坑塘面积增加明显，其余景观类型面积呈减少趋势。同时，景观斑块数量和分布也发生很大变化。对红树林和互花米草景观斑块特征的分析结果(表5)显示，1999年红树林和互花米草群落面积≥1 hm2的斑块总数量为414个，至2018年，斑块总数量增至476个。面积>100 hm2的斑块数量由1999年的11个减少为2018年的8个，最大斑块面积由1999年的395.6 hm2增至2018年的624.6 hm2。斑块平均面积由1999年7.7 hm2增加为2018年8.3 hm2。以斑块面积20 hm2为分界线，>20 hm2的斑块按大斑块统计，≤20 hm2的按小斑块统计，结果显示大斑块数量变化率由1999—2006年间的14.28%下降为2006—2018年间的1.78%，小斑块数量变化率由10.70%上升为18.03%，表明研究区大斑块数量由减少变为趋于稳定，小斑块数量逐年增加，总体斑块破碎度表现为增大。

表5 不同年度斑块面积特征Table 5 Characteristic of patch-area in various year

就分布区域而言，2018年红树林斑块集中分布在闽江口以南海域，主要分布于九龙江口、漳江口和泉州湾。互花米草斑块集中分布在闽江口以北海域，主要位于三沙湾、罗源湾和闽江口(表6)。

表6 2018年不同海域红树林和互花米草斑块分布Table 6 Patch distributions of mangrove and Spartina alterniflora in 2018

在北部海域，互花米草斑块数量占据主要地位，红树林斑块数量很少，无法与互花米草形成竞争。在南部海域，互花米草斑块数接近于红树林斑块数，与红树林群落形成竞争。

2.2.2景观结构特征变化

基质及其生态过程对港湾湿地利用格局的控制作用最显著。研究显示50%的基质面积比例是景观结构均质化和异质化的临界点，基质面积大于50%表明景观结构向均质化方向发展，反之表明呈异质化特性[14]。由表7可知，基质面积比例最大的是沙埕港，其次为九龙江口，基质比例均超过50%，为景观结构均质化海域。三沙湾、罗源湾和闽江口为景观结构异质化海域，泉州湾和漳江口由景观结构均质化转变为异质化海域。除了三沙湾基质面积比例逐年增加外，福建其他海域基质面积比例均呈逐年降低趋势，表明福建海域湿地景观格局的异质化趋势在不断增强。

表7 1999—2018年福建主要海域景观结构变化Table 7 The change of landscape of land use in main areas of Fujian from 1999 to 2018

最大斑块为互花米草的海域有罗源湾、泉州湾和闽江口，最大斑块为红树林的海域有九龙江口，最大斑块由红树林转化为互花米草的海域有沙埕港和漳江口，最大斑块由互花米草转化为养殖坑塘的海域有三沙湾。由于最大斑块面积较大，其变化幅度一般由长期影响的生态过程决定。最大斑块中红树林数量的减少，互花米草和养殖坑塘数量的增加，反映出研究期间福建沿海湿地经历了以互花米草入侵和养殖坑塘开发为主的生态过程。

变化最大斑块为互花米草的海域有沙埕港、九龙江口和漳江口，变化最大斑块为养殖坑塘的海域有罗源湾和闽江口，变化最大斑块为红树林的海域为泉州湾，分别以互花米草和养殖坑塘作为变化最大斑块的海域数量位居全省前两位。从1999—2018年景观类型面积占比分析，除互花米草在三沙湾由于剧增转化为基质外，其他海域景观类型面积占比由高到低依次为养殖坑塘、互花米草、红树林和建设用地等，表明互花米草的蔓延扩张和养殖坑塘的人为开发成为湿地景观变化的主要驱动力，这与前述对最大斑块的分析结果类似。

从景观指数变化角度分析，景观多样性指数最大，为0.511 4～1.569 1；景观均匀度指数最小，为0.124 4～0.797 2；景观优势度指数介于中间，为0.222 6～1.280 3。景观均匀度指数最大的两个海域分别是漳江口和泉州湾，其景观类型最复杂，破碎化程度高，景观异质性高。景观均匀度指数最小的海域是沙埕港，其景观类型最简单，破碎化程度低，景观同质性高。从景观多样性指数变化来看，仅有三沙湾呈逐年降低趋势，说明该海域景观类型丰富程度在下降，景观同质性呈增大趋势，集中在互花米草、养殖坑塘和滩涂等类型。九龙江口和沙埕港的景观多样性指数呈逐年增加趋势，表明2个海域景观类型丰富程度上升，景观异质性呈增大趋势。景观多样性指数反映的景观格局异质性及生态过程与基质和斑块特征反映的结果一致。

3 讨论

由于所使用影像和提取方法不同，对红树林和互花米草面积进行提取时往往会存在差异。国家林业局2002年调查显示福建红树林面积为615.1 hm2，笔者研究提取的1999年红树林面积为542.05 hm2的结果与之较吻合。贾明明[15]研究得到福建2010年红树林面积为1 023 hm2，但新球等[16]研究得到福建2014年红树林面积为1 184.2 hm2，考虑到所使用影像源的差异，笔者研究提取的福建2018年红树林面积为1 019.35 hm2的结果与之较吻合。考虑到红树林自身生长特性，结合福建各地统计资料得出2010—2013年福建并未进行大规模的红树林造林，个别研究显示福建省2013年红树林面积猛增为3 437 hm2的可能性很小。

在对互花米草面积进行提取时也同样存在差异，刘明月[17]研究得到福建2000年互花米草面积为4 458.6 hm2，笔者研究得到的福建1999年互花米草面积为3 879.35 hm2的结果与之较吻合。左平等[3]研究得到福建2007年互花米草面积仅为4 166 hm2，方民杰[18]研究得到福建2006年互花米草面积高达9 924 hm2，笔者研究得到的福建2006年互花米草面积为5 606.79 hm2的结果与之相比存在较大差异。分析原因认为，左平等[3]可能由于所使用影像图幅数量不足而引起提取面积偏小，方民杰[18]受限于所使用影像分辨率不高导致提取面积偏大。由于Landsat影像空间分辨率为30 m(全色波段为15 m)，影像上滩涂植被与陆地植被、裸土和水体像元容易混合，在一定程度上会影响遥感解译精度，利用Quickbird、GF-1影像或无人机等高空间分辨率影像可以有效地对容易混合的像元进行区分。野外调查的实际结果表明，笔者研究融入Quickbird和GF-1等高空间分辨率影像能有效减少对红树林和互花米草的误判，提高遥感影像解译精度。

近20 a的研究结果显示三沙湾和罗源湾一直为互花米草重度泛滥区，分布格局呈多点开花和带状成片，并已侵占大片滩涂资源，自然状态下的红树林难以成活。近年来，罗源湾北山村海湾已开展人工种植红树林工作，但仍处于生长初期且小规模的红树林容易被蚕食而无法正常生长。对于该区域人工种植的红树林群落，应彻底铲除周围的互花米草，形成有效隔离带，以控制互花米草种子随水流渗入红树林区域，防止其对红树林的入侵。闽江口和泉州湾作为互花米草和红树林竞争剧烈的两个区域，从治理效果来看，泉州湾明显好于闽江口。泉州湾红树林面积有较大增长，而闽江口红树林形势依然严峻，并且与闽江口相邻的福清湾在1999和2006年影像监测中未发现互花米草，但在2018年影像监测中发现互花米草，表明互花米草已入侵这一区域。当地政府应加大人工造林和互花米草治理力度，定期开展大规模的互花米草铲除行动，加强红树林生长期的病虫害防治，防止人工养殖对红树林随意破坏。

九龙江口和漳江口得益于自然保护区的建立，为福建红树林群落的生长优势区。但不容忽视的是互花米草在该区域已迅速扩张，并已入侵到漳江口红树林保护区的核心区(图5)，李屹等[19]的研究也表明互花米草已入侵漳江口红树林核心区。当地政府应充分利用好自然保护区政策优势，加大红树林的保护宣传，禁止养殖坑塘侵占红树林周边滩涂，对核心区内互花米草要尽早铲除干净，否则互花米草入侵核心区一旦形成规模，若要恢复则需要耗费大量人力财力。

图5 2018年基于Landsat 8影像的漳江口红树林保护区土地利用分类结果Fig.5 Classification results of Zhangjiangkou Mangrove Reserve from Landsat 8 image of 2018

4 结论

通过利用Landsat TM/ETM+和OLI以及Google Earth的Quickbird和GF-1影像对福建省1999—2018年红树林和互花米草遥感影像进行解译，并将其与野外勘察相结合对福建红树林和互花米草资源进行研究，得到以下结论：

(1)1999—2018年福建红树林和互花米草面积增长明显，分别增加477.3和2 647.81 hm2，这一时期互花米草蔓延迅速。对比3个时相的增速得出，红树林年增长率由1999—2006年的4.39%下降为2006—2018年的3.53%，互花米草年增长率由7.64%下降为1.27%，增速均有所放缓。但在漳江口和九龙江口等红树林保护区，互花米草年增长率大于红树林年增长率，互花米草蔓延形势仍然严峻。

(2)从空间分布格局来看，福建红树林主要分布于九龙江口、漳江口和泉州湾等南部海域，互花米草在全省均有分布，以三沙湾、罗源湾等福建北部海域为主，并呈现向南部海域逐渐扩张趋势。研究期间斑块特征总体表现为大斑块数量趋于稳定，小斑块数量逐年增加，破碎度在增大。互花米草斑块数量在福建北部海域占据主要地位，在南部海域接近于红树林斑块，与红树林群落形成竞争。

(3)从景观结构特征来看，福建沿海主要基质类型为滩涂、互花米草和养殖坑塘。除三沙湾由于互花米草的扩张景观结构趋向同质化以外，其他海域在互花米草入侵、红树林人工种植和海湾港口建设等共同影响下景观结构呈异质化趋势，漳江口和泉州湾景观破碎化程度最高，景观异质性最大。

(4)福建沿海湿地景观特性的空间差异主要源于自然因素和人类活动的共同影响，由于湿地生态的脆弱性，互花米草等外来物种的入侵和港口建设都会破坏原有的生态平衡。在生态环境保护中要充分考虑当地自然地理背景差异及生态过程因素，并结合景观结构中基质、最大斑块等结构组分变化规律采取相应措施。