葉 春，趙曉松，吳桂平，王曉龍，劉元波＊＊

(1:中國科學院南京地理與湖泊研究所，南京 210008)

(2:中國科學院大學，北京 100049)

鄱陽湖國家級自然保護區(qū)是我國首批被列入國際重要濕地名錄的自然保護區(qū)之一，被世界自然基金會(WWF)劃分為全球的重要生態(tài)區(qū)，同時也是白鶴、鴻雁和小天鵝等珍稀水禽最主要的越冬棲息地[1].作為濕地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，濕地植被生物量是其生態(tài)系統(tǒng)運行的能量基礎和物質來源，在衡量濕地生態(tài)系統(tǒng)健康狀況等方面具有重要的指導作用[2].目前，國內(nèi)外相關學者針對鄱陽湖濕地植被方面已經(jīng)開展較多的研究，如陳水森等[3]較早結合GIS 與遙感軟件進行鄱陽湖濕地植被面積調(diào)查;雷天賜等[4]根據(jù)光譜知識和歸一化植被指數(shù)(NDVI)閾值提取鄱陽湖濕地草洲;Chen 等[5]基于1999 和2005年秋、冬季兩景Landsat TM 影像提取鄱陽湖苔草分布格局，分析了其時空變化;Dronova 等[6]采用面向對象分類方法提取了2007-2008年枯水期鄱陽湖濕地植被分布景觀變化;張方方等[7]和余莉等[8]均采用時間序列Landsat TM 影像分析了水位變化對鄱陽湖濕地植被分布的影響.這些工作大多集中于植被景觀變化分析，盡管部分工作[9-11]研究了鄱陽湖濕地生物量估算方法，但卻很少關注該區(qū)域濕地植被生物量時空動態(tài)變化規(guī)律及受水位變化的影響.考慮到鄱陽湖是一個吞吐型、季節(jié)性的大型淺水湖泊，湖水位受到入湖五河來水和長江水位的雙重影響[12]，其復雜的水文過程對保護區(qū)濕地植被的分布范圍和生長狀態(tài)影響顯著[13-16]，特別是在退水期，這種影響更為明顯.研究退水期間鄱陽湖國家自然保護區(qū)植被生物量在空間和時間上的分布變化，對于維護保護區(qū)域生物多樣性及候鳥生存環(huán)境等方面具有重要的現(xiàn)實意義.

本文利用Moderate Resolution Imaging Spectroradiometer(MODIS)增強型植被指數(shù)(Enhanced Vegetation Indices，EVI)時間序列數(shù)據(jù)，結合野外實測生物量數(shù)據(jù)，通過濕地植被地上生物量與植被指數(shù)間的數(shù)量關系建立生物量反演模型，獲取研究區(qū)2001-2010年濕地植被生物量時間序列，輔以研究區(qū)高程和水文氣象等數(shù)據(jù)，分析其退水期生物量的空間分布格局及時間變化規(guī)律，并探討水位變化對其影響程度，以期為鄱陽湖自然保護區(qū)濕地生態(tài)環(huán)境和生物多樣性的保護利用提供科學依據(jù).

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

鄱陽湖國家自然保護區(qū)位于鄱陽湖西北角，為贛江北支和修水復合三角洲前緣的洲灘濕地.保護區(qū)以吳城鎮(zhèn)為中心，下轄9 個子湖泊及其草洲，總面積224 km2[1].這些子湖泊豐水期和鄱陽湖相連通，枯水期隨水位下降而逐漸與主湖區(qū)相分離，其中蚌湖、大湖池和大汊湖為面積較大的子湖泊.本文研究區(qū)范圍為去除保護區(qū)內(nèi)基本不受鄱陽湖水位影響的城鎮(zhèn)、林地和人工圩堤等區(qū)域后，以保護區(qū)緩沖區(qū)為邊界的子湖盆及其洲灘[15]，實際面積331 km2(圖1).

該區(qū)屬亞熱帶濕潤季風型氣候，年平均氣溫17℃左右.雨量充沛，多年平均降水量為1600 mm 左右，但年內(nèi)分配極不均勻，4-9月降水約占全年降水量的75%[1].鄱陽湖水位每年自4月進入雨季開始上漲，一般8-9月開始逐漸下降.洲灘顯露后，16.0 m 高程以上濕地植被以蘆葦、南荻群落為主，13.5 ～16.5 m高程以苔草群落為主[14].

圖1 鄱陽湖國家自然保護區(qū)(底圖為2009年10月26日 TM5-4-3 波段合成)Fig.1 Poyang Lake National Nature Reserve(the background is Landsat TM taken on October 26，2009)

1.2 數(shù)據(jù)來源

本研究所需數(shù)據(jù)主要包括遙感數(shù)據(jù)、地面實測數(shù)據(jù)、數(shù)字高程模型(DEM)和水文氣象數(shù)據(jù).

1)遙感數(shù)據(jù):遙感數(shù)據(jù)來自 NASA 的 MODIS 16 天合成產(chǎn)品 MOD13Q1(http://reverb.echo.nasa.gov/)，數(shù)據(jù)格式為EOS-HDF，空間分辨率為250 m.本研究使用了覆蓋研究區(qū)范圍的、空間位置在全球正弦投影系統(tǒng)中編號為h28v06 的數(shù)字圖像，時間序列為2001-2010 每年退水期內(nèi)第209 天(7月28日)至第353 天(12月 19日)，每年 10 景影像，共計 100 景.利用 MODIS 數(shù)據(jù)重投影工具軟件(MODIS reprojection tools，MRT)，將下載的數(shù)據(jù)統(tǒng)一進行格式和投影轉換，提取EVI 波段，轉換后的數(shù)據(jù)為TIF 格式，投影為WGS84/UTM50.利用研究區(qū)矢量邊界裁剪得到保護區(qū)范圍EVI 影像，由于原始文件為節(jié)省存儲空間考慮采用整數(shù)進行存儲，EVI 取值范圍為[-2000，10000]，將所有EVI 乘以轉換系數(shù)0.0001，歸一化處理到[-0.2，1.0]之間.另外獲取了2001-2010年無云日期MODIS 提取鄱陽湖水域面積結果，數(shù)據(jù)集描述詳見文獻[17].

2)野外實測數(shù)據(jù):野外工作于2008-2010年秋、冬季退水后進行，9-11月份每月2 次，選擇保護區(qū)內(nèi)地形平坦且出露草洲，根據(jù)不同高程設置采樣樣地.每個樣地設置1 m×1 m 樣方3 個，記錄其植被類型、高度、植株數(shù)目，取其樣方內(nèi)地上植被齊地面收割，測其鮮重，計算3 個樣方的平均值作為該樣地的地上生物量.濕地植被地上生物量鮮重能更好地反映濕地特性和植被含水量特征，本文重點分析濕地植被鮮重，以下生物量模型建立和分析均為鮮重.同時每次采用GPS 記錄各采樣地的地理坐標.剔除異常值后，共計有效樣本數(shù)35 個.

3)DEM 數(shù)據(jù):根據(jù)江西省水文局提供的1980年鄱陽湖湖盆實測數(shù)據(jù)，通過ARCGIS 9.3 軟件插值生成湖區(qū)DEM.由于水位數(shù)據(jù)采用吳淞高程基準，而高程數(shù)據(jù)為1985年國家高程基準，將DEM 數(shù)據(jù)轉換為吳淞高程(1985年國家高程基準+1.836 m).

4)水文氣象數(shù)據(jù):以星子水文站觀測的日水位數(shù)據(jù)代表保護區(qū)實際水位.其他相關氣象資料(月降水和氣溫數(shù)據(jù))選擇距離保護區(qū)最近的南昌氣象站為代表，數(shù)據(jù)來自中國氣象科學數(shù)據(jù)共享網(wǎng)(http://cdc.cma.gov.cn/).

2 數(shù)據(jù)處理與分析

2.1 生物量反演模型

基于植被樣方實測數(shù)據(jù)，在ENVI 軟件中根據(jù)采樣點的經(jīng)緯度坐標轉換為矢量點文件，選擇對應像元相應日期的EVI 數(shù)據(jù)，通過樣點生物量與對應像元EVI 的相關關系建立生物量反演模型.

根據(jù)EOS/MODIS 衛(wèi)星遙感監(jiān)測數(shù)據(jù)EVI 和實測樣方數(shù)據(jù)生物量數(shù)據(jù)，建立不同生物量回歸模型.以洲灘草地生物量為因變量，對應日期的植被指數(shù)EVI 為自變量，獲取線性、指數(shù)、乘冪和二次多項式4 種回歸模型(圖2).4 種模型和遙感植被指數(shù)的相關性程度均較為滿意，比較而言乘冪模型相關系數(shù)最優(yōu).因此最終采用的研究區(qū)濕地植被地上生物量反演模型為乘冪模型，相關公式為y =5184.7x1.27，式中，y 為地上生物量密度(g/m2)，x 為 EVI 值，R2=0.823 且在 0.05 水平上通過 F 檢驗.

圖2 鄱陽湖洲灘草地生物量和EVI 的4 種反演模型Fig.2 Correlation analysis between vegetation biomass and EVI of Lake Poyang

通過研究區(qū)的MODIS 植被指數(shù)EVI 時間序列數(shù)據(jù)，每景EVI 影像通過對應日期的水域掩模獲取植被分布，再結合生物量反演乘冪模型，計算得到對應日期的生物量空間分布圖，而非植被部分生物量則以0 值表示;然后利用ENVI 軟件統(tǒng)計每日影像的植被像元生物量密度平均值、植被面積以及總生物量，其中總生物量為所有植被像元的生物量之和，即植被面積與平均生物量密度的乘積;從而得到植被生物量的平均生物量密度、植被面積、總生物量時間變化序列.

2.2 生物量空間格局與變化

2.2.1 生物量空間分布一般規(guī)律 鄱陽湖自然保護區(qū)2001-2010年生物量密度多年平均值總體處于0 ～1402 g/m2之間，除蚌湖沿湖心往四周逐漸升高外，大致呈現(xiàn)出南高北低的分布格局.其中，生物量密度低值區(qū)大多分布在各子湖泊或洼地中心地帶處，平均在300 g/m2以下.距離各子湖泊中心越遠，由于對應的高程逐漸增加，其生物量密度也呈現(xiàn)逐步增加的趨勢.生物量密度的空間分布與研究區(qū)的高程分布密切相關:當高程位于14 ～17 m 區(qū)間時，對應的生物量密度往往較高，達到1200 ～1500 g/m2;而當高程高于17 m 或低于14 m 時，生物量密度一般較低，僅僅在300 ～600 g/m2之間(圖3).

2.2.2 生物量空間格局變化 洲灘植被的生長除了受自身季節(jié)生長節(jié)律的控制之外，同時還較多地受到湖泊水位漲落的影響，因此研究區(qū)濕地植被生物量的空間分布在研究時段的不同時期亦有很大差別.根據(jù)MODIS 植被指數(shù)對應日期，將2001-2010年每年 8月13-28日、10月16-31日、12月3-18日的遙感影像反演得到的生物量圖逐像元平均，所得結果分別代表8、10 和12月份的生物量多年平均值.退水期(8、10和12月份)保護區(qū)生物量密度總體上呈現(xiàn)先增大后減小的變化趨勢(圖4)，且變化較大的地方一般集中在13 ～17 m 高程區(qū)域(圖5).8月份由于鄱陽湖水位較高，研究區(qū)大部分面積仍處水淹狀態(tài)，因此生物量密度總體上相對較低，68%以上區(qū)域生物量密度小于300 g/m2，僅在保護區(qū)西南部的高處灘地維持著較高值，最大生物量密度達到2278 g/m2;進入10月份，隨著更多灘地出露，植被面積進一步擴張，同時較早出露的高處洲灘植被長勢更盛，從而使得該時間段的總體生物量密度達到最高，生物量密度超過300 g/m2的區(qū)域面積達到232 km2，占研究區(qū)面積的71%以上，其中超過1500 g/m2的區(qū)域面積也有10.2 km2，區(qū)域的生物量密度均得到很大程度地增加，但生物量密度最大值略低于8月份，為2208 g/m2;12月份進入冬季以后，植被分布面積漸趨穩(wěn)定，但高處灘地的植被已逐漸枯萎，植被生物量密度較10月份有一定程度的減小，此時生物量密度超過1500 g/m2的區(qū)域面積極小，且主要位于14 ～15 m 高程區(qū)間.

2.3 植被生物量時間變化

2.3.1 退水期生物量季節(jié)變化 保護區(qū)內(nèi)濕地植被平均生物量密度年內(nèi)變幅不大，均值為980 g/m2，標準差為138 g/m2.退水初期(7月28日)生物量密度較低，僅有901 g/m2.此后逐漸上升，峰值出現(xiàn)在11月1日，達到1170 g/m2，之后生物量密度又逐漸減小到687 g/m2(圖6).由于本文所指生物量密度為出露洲灘范圍的所有植被平均值，不同高程洲灘出露時間不一，較早出露洲灘處的植被生物量升高，新出露處的洲灘植被剛萌芽，導致總生物量密度為不同生長階段植被的平均值，因此生物量密度平均值的季節(jié)變化并不是很明顯.

總生物量變化受生物量密度和植被面積的雙重影響.總生物量多年均值為17.2×107kg.退水早期植被面積僅為91.8 km2，占研究區(qū)總面積的28.4%，因此總生物量最低，僅為8.27×107kg.此后逐漸上升，11月初植被面積和生物量密度均達到較高值時，總生物量達到最高值，為26.3×107kg.而后植被面積漸趨穩(wěn)定，總生物量隨生物量密度的降低而減小，年底降到15.1×107kg(圖6).9月以前出露植被生物量平均密度和植被面積變幅均較小時，總生物量變化也不大.植被面積自9月14日的131 km2，到10月16日迅速上升到225 km2，此段時間總生物量迅速由12.1×107kg 上升到25.2×107kg.由此可見，總生物量年內(nèi)變化前期受植被面積變化影響較大，后期主要為生物量密度影響.

2.3.2 生物量年際變化 研究區(qū)濕地植被生物量不僅年內(nèi)變化明顯，同時年際之間亦存在著較大差異.研究區(qū)退水期、2001-2010年總生物量多年平均值為18.3×107kg，總體呈現(xiàn)微弱下降趨勢，但并不顯著.生物量較高年份有2001、2006 和2009年，其中2006年最高，為28.2×107kg，超過多年均值54%;最低年份為豐水年的2010年，僅有 8.37×107kg，為多年平均值的46%(圖7).

圖3 2001-2010年研究區(qū)高程分布(a)和退水期生物量密度多年均值空間分布(b)Fig.3 Elevation distribution of the study area(a)and spatial distribution of multi-year mean of the biomass density in flood recession period (b)during 2001-2010

圖4 退水期鄱陽湖自然保護區(qū)的生物量密度多年均值分布Fig.4 Seasonal variations of the mean value of biomass density in flood recession period in Poyang Lake National Nature Reserve

年最大生物量代表最優(yōu)條件下的生物量.年最大生物量和年平均生物量的年際變化趨勢類似，多年均值為 32.9× 107kg，最高為2006年的 42.4× 107kg，其次為 2009年和2001年.僅2002年的生物量最大值不同于平均值變化趨勢，該年平均生物量低于2001年，但最大值為 42.3×107kg，超過 2001年的 37.3×107kg.結合2002年星子水位數(shù)據(jù)和附近南昌站氣象數(shù)據(jù)可知，該年9月份平均水位為17.1 m，遠超過同期多年均值1.3 m，植被面積減小導致年平均生物量小于2001年;但10月水位僅為12.6 m，低于同期多年平均值1.7 m，月降水量為108 mm，平均氣溫為19.3℃，水熱因子充沛，均有利于植被生長，導致總生物量顯著上升.2001、2006、2009年總生物量較高的年份均在10月份以前達到最高值;2003 和2008年在11月初達到最大值，2010年在12月以后方達到最高值.

圖6 鄱陽湖自然保護區(qū)退水期內(nèi)平均生物量密度、植被面積以及總生物量年內(nèi)變化Fig.6 Intra-annual variations of biomass density，vegetation area and total biomass during the flood recession period in Poyang Lake National Nature Reserve

圖7 退水期鄱陽湖自然保護區(qū)總生物量年際變化Fig.7 Inter-annual variation of the total biomass during the flood recession period of Poyang Lake National Nature Reserve

2.4 水位影響

2006年為水位特低年份，該年保護區(qū)各高程洲灘平均出露天數(shù)達到143 d，遠遠超過其他年份，導致生物量為歷年最高.2005、2008 以及2010年的平均出露天數(shù)最低，總生物量也較小.其中2010年屬豐水年，早期水位較高，洲灘出露較遲，當濕地植被開始生長時，氣溫已降至較低值，影響植被生長[18].而2005年和2008年由于秋、冬季水位變化異常，9月份水位回升，導致部分之前出露洲灘重新被淹沒[8]，但部分區(qū)域植被較早出露，導致遙感估算的植被分布面積和生物量密度雖然不高，但卻超過總出露天數(shù)較多的2010年(表1).

為分析生物量年際變化的水位影響，分別以2001-2010年的出露天數(shù)、植被面積、總生物量的每年均值(表1)與多年平均值相減，得到總生物量、出露天數(shù)以及植被面積的年距平值.從歷年總生物量距平與年出露天數(shù)距平以及植被面積距平之間的關系來看，均呈正比關系(圖8).其中，總生物量距平與植被面積距平之間的相關性更高.洲灘出露天數(shù)每增加10 d，總生物量約增加2.17×107kg;年均出露面積每升高10 km2，總生物量增加1.41×107kg.其相關公式分別為y=0.217x 和y =0.141x，相關系數(shù)分別達到0.719 和0.865.

由于保護區(qū)缺少長期觀測水位，本文采用星子站水位數(shù)據(jù)代替研究區(qū)水位，由此計算的各保護區(qū)出露天數(shù)，帶來一定程度不確定性.退水期，尤其低水位時，研究區(qū)各子湖泊與主湖區(qū)相分離，各子湖泊水位相對于鄱陽湖區(qū)有一定滯后性[19]，但基于遙感的鄱陽湖保護區(qū)濕地淹沒與水位狀況分析表明，總體而言，保護區(qū)濕地的淹沒變化情況仍然受到主湖區(qū)水位的影響，滯后效應的周期較短，影響較小[20].

總而言之，濕地植被自水位下降、洲灘出露后開始生長.退水早晚決定了洲灘出露時間和范圍，進而影響濕地植被生長季長度和植被分布面積.退水時間越早，則植被生長時間越提前，同時鄱陽湖區(qū)秋季溫度高于冬季，植被能較好地進行光合作用，從而生物量密度更高.水位越低，則洲灘出露范圍越廣，即表明總植被面積越高.

圖8 年均生物量距平與出露天數(shù)距平(a)以及植被面積距平(b)的相關關系Fig.8 Relationship of the exposed days(a)，vegetation area (b)anomaly and the total biomass anomaly

表1 2001-2010年退水期鄱陽湖自然保護區(qū)年平均出露天數(shù)以及濕地植被面積、生物量密度和總生物量Tab.1 Exposed days，vegetation area，biomass density and total biomass in study area during the flood recession period of 2001-2010 in Poyang Lake National Nature Reserve

3 結語

本文利用MODIS-EVI 時間序列數(shù)據(jù)，反演了鄱陽湖自然保護區(qū)2001-2010年退水期內(nèi)不同時相的濕地植被生物量，分析了植被生物量的時空分布及其變化，以及總生物量與水位變化所引起的洲灘出露時長以及面積的關系，得出如下結論:(1)同基于樣方的生物量調(diào)查方法相比，遙感估算植被生物量能夠提供詳細的生物量空間分布狀況，克服生物量的空間異質性所帶來的影響，從而提高估算精度.同時，對于濕地部分難以抵達的區(qū)域，亦可通過遙感間接估算其植被生物量;(2)研究區(qū)植被生物量的空間分布同其高程分布格局相關，但不同季節(jié)存在較大差異;時間變化上，總生物量年內(nèi)變化前期主要受植被面積變化影響較大，后期主要受生物量密度影響;年均生物量與洲灘出露天數(shù)以及植被分布面積呈顯著相關，水位為影響研究區(qū)生物量變化的重要因素.所得研究結果有助于我們認識鄱陽湖保護區(qū)植被分布與生長變化規(guī)律，從而為保護區(qū)資源管理以及相關研究提供借鑒.

致謝:感謝中國科學院南京地理與湖泊研究所鄱陽湖濕地觀測研究站在野外工作中的大力支持，中國科學院南京地理與湖泊研究所孫占東副研究員提供水文數(shù)據(jù)，在此一并表示感謝.

[1]吳英豪，紀偉濤.江西鄱陽湖國家級自然保護區(qū)研究.北京:中國林業(yè)出版社，2002.

[2]李 爽，張祖陸，周德民等.濕地植被地上生物量遙感估算模型研究——以洪河濕地自然保護區(qū)為例.地理研究，2011，30(2):278-290.

[3]陳水森，詹志明.基于GIS 的鄱陽湖濕地遙感調(diào)查實驗研究.熱帶地理，1999，19(1):35-38.

[4]雷天賜，黃圭成，雷義均等.基于高程模型的鄱陽湖濕地植被遙感信息識別與分類提取.資源環(huán)境與工程，2009，23(6):844-847.

[5]Chen SS，Su XB，F(xiàn)ang LG et al.Carex dynamics as an environment indicator in the Poyang Lake wetland area:Remote sensing mapping and GIS analysis.Annals of GIS，2007，13:44-50.

[6]Dronova I，Gong P，Wang L.Object-based analysis and change detection of major wetland cover types and their classification uncertainty during the low water period at Poyang Lake，China.Remote Sensing of Environment，2011，115(12):3220-3236.

[7]張方方，齊述華，廖富強等.鄱陽湖濕地出露草洲分布特征的遙感研究.長江流域資源與環(huán)境，2011，20(11):1361-1367.

[8]余 莉，何隆華，張 奇等.三峽工程蓄水運行對鄱陽湖典型濕地植被的影響.地理研究，2011，30(1):134-144.

[9]李仁東，劉紀遠.應用Landsat-ETM 數(shù)據(jù)估計鄱陽湖濕生植被生物量.地理學報，2001，56(5):532-540.

[10]李 健，舒曉波，陳水森.基于Landsat-TM 數(shù)據(jù)鄱陽湖濕地植被生物量遙感監(jiān)測模型的建立.廣州大學學報:自然科學版，2005，46:494-498.

[11]王 慶，廖靜娟.基于Landsat TM 和ENVISAT ASAR 數(shù)據(jù)的鄱陽湖濕地植被生物量的反演.地球信息科學學報，2010，12(2):282-291.

[12]閔 騫，占臘生.1952-2011年鄱陽湖枯水變化分析.湖泊科學，2012，24(5):675-678.

[13]劉厚田.濕地生態(tài)環(huán)境.生態(tài)學雜志，1996，15(1):75-78.

[14]胡振鵬，葛 剛，劉成林等.鄱陽湖濕地植物生態(tài)系統(tǒng)結構及湖水位對其影響研究.長江流域資源與環(huán)境，2010，19(6):597-605.

[15]Zhang L，Yin J，Jiang Y et al.Relationship between the hydrological conditions and the distribution of vegetation communities within the Poyang Lake National Nature Reserve China.Ecological Informatics，2012，11:65-75.

[16]葉 春，劉元波，趙曉松等.基于MODIS 的鄱陽湖濕地植被變化及其對水位的響應研究.長江流域資源與環(huán)境，2013(待刊).

[17]Song P，Liu Y.Satellite-based tracking of water surface variation of Poyang Lake during the last three decades.IAHS-AISH Publication，2011，344:215-220.

[18]吳 琴，堯 波，朱麗麗等.鄱陽湖典型苔草濕地生物量季節(jié)變化及固碳功能評價.長江流域資源與環(huán)境，2012，21(2):215-219.

[19]胡春華，姜加虎，朱海虹.蚌湖與鄱陽湖水位關系及灘地淹露分析.海洋與湖沼，1997，28(6):617-623.

[20]徐怡波，賴錫軍，周春國.基于衛(wèi)星雷達數(shù)據(jù)的鄱陽湖濕地水面檢測與淹露分析.中國環(huán)境科學，2010，30(S1):57-63.