李屹，陳一寧，，李炎

（1.國(guó)家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012；2.廈門(mén)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(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建廈門(mén)361005）

紅樹(shù)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(guó)家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012；2.廈門(mén)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(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建廈門(mén)361005）

紅樹(shù)林和鹽沼是世界上重要的濱海濕地類型。在我國(guó)東南部沿海，互花米草鹽沼和紅樹(shù)林之間的競(jìng)爭(zhēng)成為一個(gè)重要的問(wèn)題。為了研究紅樹(shù)林和互花米草鹽沼之間的空間競(jìng)爭(zhēng)規(guī)律，選取福建漳江口紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)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(shù)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(shù)林面積20世紀(jì)90年代增長(zhǎng)速度最快，2004年以后增長(zhǎng)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(shì)高的區(qū)域擴(kuò)散，2010年后互花米草的擴(kuò)散速度加快；3）紅樹(shù)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(shù)林略微向外擴(kuò)張；4）影響紅樹(shù)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(shù)林的林冠完整性等。

遙感監(jiān)測(cè)；紅樹(shù)林；互花米草；空間競(jìng)爭(zhēng)

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(yú)類、甲殼類和其他野生動(dòng)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(hù)岸的功能，還可以過(guò)濾污染物，補(bǔ)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(shù)林和鹽沼是全球?yàn)I海濕地的重要類型。

紅樹(shù)林是以紅樹(shù)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(shù)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(shù)林可以消減波浪能量，減少海岸侵蝕過(guò)程的發(fā)生（Blasco et al，1992），紅樹(shù)林同時(shí)又是多種魚(yú)、蝦、蟹和海鳥(niǎo)等海洋動(dòng)物棲息、生長(zhǎng)和繁殖的場(chǎng)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(huì)效益（林鵬等，1999）。1960年以來(lái)，由于海岸工程、過(guò)度采伐、圍海造田、環(huán)境污染、果實(shí)采摘等人為原因，我國(guó)東南沿海的紅樹(shù)林遭受了嚴(yán)重的破壞，約有70%的紅樹(shù)林已經(jīng)消失，因此對(duì)紅樹(shù)林資源的調(diào)查和管理保護(hù)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(gè)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(shù)林所替代（Bertness et al，2000）。以米草屬植物為主的濱海鹽沼在我國(guó)廣泛分布，是我國(guó)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(gè)種，均為多年生鹽沼植物，多數(shù)生長(zhǎng)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(jiàn)優(yōu)勢(shì)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(guó)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(guó)南部海岸的大米草首次在國(guó)內(nèi)進(jìn)行引種（Chung，1985）。在1979年12月，人們又從大西洋沿岸引進(jìn)互花米草。由于米草屬植物可以防護(hù)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(kāi)始先后種植米草屬植物，對(duì)于保護(hù)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(guó)海岸帶區(qū)域退化嚴(yán)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(guó)海岸帶的分布面積達(dá)34 451 hm2。分布范圍北起遼寧省,南達(dá)廣西壯族自治區(qū),覆蓋了除海南省、臺(tái)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(guó)海岸帶總分布面積的94%,是我國(guó)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(jìng)爭(zhēng)中占據(jù)了絕對(duì)的優(yōu)勢(shì)，會(huì)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(jìng)爭(zhēng)。米草屬植物是否屬于具有負(fù)面效應(yīng)的“入侵植物”還具有爭(zhēng)議。陳一寧等（2005）通過(guò)對(duì)蘇北鹽沼區(qū)的生物學(xué)調(diào)查和統(tǒng)計(jì)，發(fā)現(xiàn)大米草對(duì)于原生的潮間帶植被群落沒(méi)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(guó)潮灘上的發(fā)展歷史，認(rèn)為在長(zhǎng)江以北，米草屬植物對(duì)原生生態(tài)系統(tǒng)沒(méi)有顯著影響，而在長(zhǎng)江以南，米草屬植物對(duì)原生系統(tǒng)產(chǎn)生了負(fù)面的影響。

在我國(guó)東南部沿海，從米草屬和本地紅樹(shù)植物之間的關(guān)系來(lái)看，以往的觀察表明米草屬植物會(huì)抑制紅樹(shù)林的擴(kuò)張（林鵬，2001）。但是唐國(guó)玲等（2007）發(fā)現(xiàn)無(wú)瓣海桑這一種紅樹(shù)的種植會(huì)對(duì)互花米草產(chǎn)生抑制效果，且隨著無(wú)瓣海桑種植年限的增加，互花米草受到的抑制效果也會(huì)慢慢增加，直至消亡，被別的物種所取代（唐國(guó)玲等，2007）。福建省是我國(guó)紅樹(shù)林自然分布最北的一個(gè)省份。同時(shí)，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(shù)林與互花米草交界區(qū)的空間格局變化。在福建，紅樹(shù)林分布區(qū)都有互花米草的分布,互花米草表現(xiàn)出極強(qiáng)的適應(yīng)能力和擴(kuò)散能力,對(duì)紅樹(shù)植物造成了顯著的競(jìng)爭(zhēng)排斥,不僅使得人工造林的紅樹(shù)植物苗木無(wú)法正常生長(zhǎng)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(shù)林退化。云霄漳江口國(guó)家級(jí)紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)、九龍江口省級(jí)紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)、泉州灣濕地省級(jí)保護(hù)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(guó)的歷史已經(jīng)超過(guò)30年，對(duì)于互花米草鹽沼的擴(kuò)張過(guò)程以及與紅樹(shù)林之間的空間競(jìng)爭(zhēng)過(guò)程和機(jī)制可以通過(guò)歷史性的回顧來(lái)進(jìn)行系統(tǒng)性的描述與評(píng)價(jià)。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(duì)比于常規(guī)方法具有覆蓋面積大、時(shí)效性高、節(jié)約成本、可對(duì)邊界進(jìn)行準(zhǔn)確勾畫(huà)等優(yōu)點(diǎn)。本文收集了1988年以來(lái)的Landsat影像、Google Earth影像進(jìn)行歷史遙感圖像分析，選取了福建省漳江口紅樹(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)作為研究對(duì)象，主要目的在于了解紅樹(shù)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(jìng)爭(zhēng)關(guān)系以及關(guān)鍵影響因素，研究結(jié)果可以為我國(guó)東南部沿海的紅樹(shù)林保護(hù)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(shù)林國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)位于福建省漳州市漳江入?？冢▓D1），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(hù)區(qū)內(nèi)被一條主潮溝分隔為東西兩側(cè)潮灘，紅樹(shù)林生長(zhǎng)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(shù)林保護(hù)區(qū)成立于1992年，1997年經(jīng)省政府批準(zhǔn)成為省級(jí)自然保護(hù)區(qū)，2003年經(jīng)國(guó)務(wù)院批準(zhǔn)成為國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)，并在2008年成為福建省內(nèi)唯一列入《國(guó)際重要濕地名錄》的濕地。保護(hù)區(qū)內(nèi)的紅樹(shù)林主要種類有秋茄、木欖、桐花樹(shù)、白骨壤、老鼠簕等，是北回歸線以北面積最大、種類最多、生長(zhǎng)最好的天然紅樹(shù)林群落。保護(hù)區(qū)的紅樹(shù)林在中游生長(zhǎng)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(méi)有紅樹(shù)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(shù)林保護(hù)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(guó)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(duì)經(jīng)過(guò)一系列必要處理后的Landsat影像進(jìn)行地物分類，對(duì)Google Earth影像進(jìn)行幾何配準(zhǔn)。在它們的精度達(dá)到要求后，利用ArcGIS軟件處理，提取出紅樹(shù)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(duì)數(shù)據(jù)結(jié)果進(jìn)行分析，并與他人的研究結(jié)果進(jìn)行討論對(duì)比（圖2）。

本次研究所采用的數(shù)據(jù)主要為美國(guó)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(fèi)下載。按照Google Earth使用條款，本文僅利用Google Earth影像來(lái)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(shí)測(cè)的GPS控制點(diǎn)。

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(yùn)算處理、掩膜處理、地物分類、精度評(píng)價(jià)。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(lái)源對(duì)比（a為L(zhǎng)andsat8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(duì)12景Landsat影像進(jìn)行監(jiān)督分類分類，提取出歷年來(lái)紅樹(shù)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(cuò)誤分類概率低的特點(diǎn)（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(lái)計(jì)算植被覆蓋率。從本研究多次進(jìn)行波段組合的效果來(lái)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(guò)對(duì)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(shù)林在近紅外波段有一個(gè)峰值，要高于其他主要地物光譜；而在紅光波段處又有一個(gè)波谷，低于其他地物。因此在分類時(shí)考慮利用NDVI來(lái)描述這一特征，把NDVI作為一個(gè)重要的區(qū)別紅樹(shù)林的分類特征加入到分類器中。

圖4 漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)地物光譜特征

3）經(jīng)過(guò)灰度翻轉(zhuǎn)之后的MNDWI（歸一化差異水體指數(shù)）。對(duì)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(méi)有像紅樹(shù)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(lái)突出互花米草的光譜特征。通過(guò)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(lái)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(duì)MNDWI影像進(jìn)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(guò)灰度翻轉(zhuǎn)之后的MNDWI影像進(jìn)行組合，并在ENVI軟件下采用最大似然分類法進(jìn)行分類。在進(jìn)行分類之前，為了減少外部信息的干擾，需要對(duì)遙感影像進(jìn)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(lái)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(lái)自于美國(guó)快鳥(niǎo)公司（Quick）的商業(yè)衛(wèi)星和美國(guó)Earth Sat公司的陸地衛(wèi)星，而航拍則來(lái)自于英國(guó)、美國(guó)、法國(guó)等不同國(guó)家的幾個(gè)公司，其中以美國(guó)的IKONOS公司提供的影像最為清晰，可達(dá)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(guò)分辨率的大小各不相同，在美國(guó)的大型城市、機(jī)場(chǎng)、港口等地區(qū)能達(dá)到1 m甚至0.5 m。此外Google Earth軟件的優(yōu)點(diǎn)還體現(xiàn)在其時(shí)效性上，谷歌公司經(jīng)常對(duì)Google Earth進(jìn)行影像更新，大城市的平均更新頻率在3個(gè)月左右。因此Google Earth影像無(wú)論從空間尺度還是時(shí)間尺度來(lái)看，都可以滿足本研究的需求。

圖5 漳江口紅樹(shù)林保護(hù)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(duì)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(jìn)行紅樹(shù)林以及互花米草的邊界的精確提取，通過(guò)不同時(shí)間點(diǎn)的植被冠層圖像來(lái)對(duì)紅樹(shù)林、互花米草的生長(zhǎng)狀況以及二者相鄰處的邊界格局的變化情況進(jìn)行監(jiān)測(cè)。采用的技術(shù)路線如下：在ArcGIS軟件下利用實(shí)地GPS數(shù)據(jù)對(duì)Google Earth影像進(jìn)行幾何校準(zhǔn)，再對(duì)Google Earth影像進(jìn)行目視解譯。利用影像解譯結(jié)果來(lái)探究紅樹(shù)林的生長(zhǎng)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(píng)價(jià)

1）Landsat遙感影像的分類精度評(píng)價(jià)分類精度是指像元在圖像中被正確分類的程度。評(píng)價(jià)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(gè)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(gè)圖像的像元正確分為某類的像元數(shù)與該類真實(shí)參考總數(shù)；Kappa系數(shù)是通過(guò)把所有真實(shí)參考的像元總數(shù)乘以混淆矩陣對(duì)角線的和，再減去某一類中真實(shí)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(shí)參考像元總數(shù)與該類中被分類像元總數(shù)之積對(duì)所有類別求和的結(jié)果。

圖6 2014年漳江口紅樹(shù)林保護(hù)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(lái)提取紅樹(shù)林和互花米草區(qū)域。同時(shí)采用拍攝時(shí)間接近的Google Earth影像的解譯結(jié)果來(lái)對(duì)Landsat影像的分類結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)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(shù)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(rèn)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(píng)價(jià)為了確認(rèn)Google Earth影像經(jīng)過(guò)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(lái)進(jìn)行幾何校準(zhǔn)的對(duì)應(yīng)實(shí)地測(cè)量GPS點(diǎn)的經(jīng)緯度進(jìn)行對(duì)比。經(jīng)過(guò)對(duì)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(guò)上述比較，校準(zhǔn)過(guò)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(lái)紅樹(shù)林與互花米草鹽沼的面積變化

在對(duì)歷年的Landsat遙感影像進(jìn)行完分類后，可以從中提取出歷年來(lái)紅樹(shù)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(kāi)始，紅樹(shù)林的面積就一直處于增長(zhǎng)狀態(tài)。其中1988年至2004年這段時(shí)期，紅樹(shù)林面積增長(zhǎng)速率較快，除了1988年到1992年間的面積年增長(zhǎng)率在0.67 hm2/a，其他時(shí)間段的面積年增長(zhǎng)率均在1.4 hm2/a以上。在2002年至2004年期間達(dá)到了1.96 hm2/a?？傮w上來(lái)看，這17 a的面積年增長(zhǎng)率為1.36 hm2/a左右。在2004年以后，紅樹(shù)林面積的增長(zhǎng)速率放緩，2004年到2014年之間的面積年增長(zhǎng)率為0.48 hm2/a，紅樹(shù)林的面積保持穩(wěn)步低速增長(zhǎng)。從1988年到2004年這17 a內(nèi)，紅樹(shù)林面積增長(zhǎng)21.74 hm2，而從2004年到2014年這11a內(nèi)，紅樹(shù)林面積僅增長(zhǎng)了4.77hm2。綜上所述，云霄紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)的紅樹(shù)林在近30 a經(jīng)歷了快速擴(kuò)張-緩慢擴(kuò)張這兩個(gè)階段。

圖7 1988-2014年間漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)紅樹(shù)林與互花米草面積對(duì)比圖

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

表41988 -2014年漳江口紅樹(shù)林保護(hù)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(guò)對(duì)于各個(gè)時(shí)間段的遙感影像的仔細(xì)比對(duì)以及前人的觀測(cè)記錄，最終確定互花米草是在2000年左右開(kāi)始進(jìn)入紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)。由于離紅樹(shù)林較遠(yuǎn)的低潮灘上的互花米草會(huì)受到蟶苗捕撈等人類活動(dòng)的干擾，因此以下只討論離紅樹(shù)林較近的潮灘上部的互花米草的分布及擴(kuò)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(zhǎng)率較高，其面積年平均增長(zhǎng)達(dá)到1.7 hm2/a，由于這段時(shí)間互花米草剛剛進(jìn)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(zhǎng)率可觀。2）2006年至2010年期間，互花米草面積增長(zhǎng)較小，面積平均年增長(zhǎng)為0.18 hm2/a，說(shuō)明互花米草的擴(kuò)張?jiān)谶@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(zhǎng)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(dá)到了28.35 hm2，5 a內(nèi)增長(zhǎng)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(zhǎng)了7.57 hm2?？梢?jiàn)2010年到2014年期間為互花米草的主要擴(kuò)張期。從整體上來(lái)看，互花米草從2002年左右出現(xiàn)在云霄紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)之后，經(jīng)歷了快速擴(kuò)張-減緩擴(kuò)張-快速擴(kuò)張這樣一個(gè)過(guò)程。

3.2 紅樹(shù)林與互花米草鹽沼的空間擴(kuò)展特征

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

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

圖9 2002-2014年漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)互花米草群落的擴(kuò)張入侵路線圖其中2002和2010年為潮灘落干時(shí)的圖像，其他年份為未落干時(shí)的圖像。另外，本圖包含了表4未進(jìn)行統(tǒng)計(jì)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(shù)林的主要空間擴(kuò)張為沿著紅樹(shù)林原有邊界平行向潮灘外推，這應(yīng)該是屬于紅樹(shù)林的自然擴(kuò)張，因?yàn)榧t樹(shù)林可以造成周邊潮灘淤高形成適合幼苗生長(zhǎng)的環(huán)境，而且這一期間互花米草并未達(dá)到該區(qū)域，還未形成競(jìng)爭(zhēng)。2004年以后，互花米草已經(jīng)擴(kuò)張到紅樹(shù)林前緣的北部，該時(shí)期紅樹(shù)林最主要的增長(zhǎng)位于紅樹(shù)林的中部位置，其余部分的增長(zhǎng)面積則很小，同時(shí)空白區(qū)域被新的紅樹(shù)林填補(bǔ)，沒(méi)有出現(xiàn)紅樹(shù)林明顯衰退的現(xiàn)象。通過(guò)對(duì)Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)中部紅樹(shù)林增長(zhǎng)區(qū)域?yàn)橐粭l大潮溝，紅樹(shù)林沿著潮溝向外擴(kuò)張，這可能提示紅樹(shù)林在受到互花米草脅迫時(shí)能夠轉(zhuǎn)換策略，沿著潮溝這樣沿岸相對(duì)坡度較大、排水性較好的區(qū)域生長(zhǎng)，而不是依靠外緣的平行外擴(kuò)。通過(guò)對(duì)圖7b的觀察，可以發(fā)現(xiàn)紅樹(shù)林在生長(zhǎng)過(guò)程中，內(nèi)部的空白斑塊得到了填補(bǔ)，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(duì)有關(guān)資料的查閱，發(fā)現(xiàn)自1992年紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)成立以來(lái)，基本杜絕濫砍濫伐紅樹(shù)林的現(xiàn)象。同時(shí)采取造林和撫育措施，這些措施包括了對(duì)林內(nèi)空白區(qū)的補(bǔ)種，因此在保護(hù)區(qū)內(nèi)紅樹(shù)林的面積得以穩(wěn)定增長(zhǎng)。

通過(guò)分析圖9可以發(fā)現(xiàn)，互花米草于2000年左右進(jìn)入保護(hù)區(qū)內(nèi)開(kāi)始繁殖擴(kuò)張。互花米草最早出現(xiàn)于潮灘下部部分地勢(shì)相對(duì)較高的區(qū)域，如紅樹(shù)林的北部潮灘和中部主潮溝西側(cè)的低潮灘以及離紅樹(shù)林較遠(yuǎn)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(hù)區(qū)內(nèi)互花米草沿著紅樹(shù)林的外緣擴(kuò)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(shù)林交錯(cuò)區(qū)。之后保護(hù)區(qū)北部的互花米草鹽沼向潮灘下部擴(kuò)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(shù)林之間的交錯(cuò)區(qū)穩(wěn)定出現(xiàn)于北部。保護(hù)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(hù)區(qū)南部的互花米草出現(xiàn)在大型潮溝一個(gè)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(hù)區(qū)范圍內(nèi)，經(jīng)常受到人類養(yǎng)殖活動(dòng)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(shì)是朝著潮間帶上部擴(kuò)張。從整體上看，互花米草進(jìn)入漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)的路徑為：1）2002年左右，互花米草到達(dá)潮灘下部并在地勢(shì)較高處斑塊狀生長(zhǎng)；2）2002-2006年期間，互花米草斑塊朝著地勢(shì)較高的潮灘上部以及紅樹(shù)林邊緣擴(kuò)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(shù)林的限制，互花米草鹽沼整體向潮灘下部擴(kuò)張；4）2010年之后互花米草鹽沼沿著主潮溝進(jìn)入到保護(hù)區(qū)南部的紅樹(shù)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(shù)林斑塊，可能是由于保護(hù)區(qū)種植紅樹(shù)林幼苗引起的。

3.3 紅樹(shù)林與互花米草鹽沼交界區(qū)的邊界變化特征

通過(guò)圖8對(duì)比互花米草和紅樹(shù)林的邊界變化，可以發(fā)現(xiàn)保護(hù)區(qū)北部紅樹(shù)林的邊界幾乎沒(méi)有發(fā)生過(guò)變化。即使2002年以后互花米草開(kāi)始在紅樹(shù)林的北部區(qū)域生長(zhǎng)，與紅樹(shù)林開(kāi)始爭(zhēng)奪生存空間，紅樹(shù)林的原有邊界也沒(méi)有出現(xiàn)很明顯的后退現(xiàn)象，呈現(xiàn)與互花米草對(duì)峙的局面。在2006年以后，互花米草擴(kuò)張到紅樹(shù)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(shù)林邊界還出現(xiàn)了輕微往外擴(kuò)張的跡象，可見(jiàn)在漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)，紅樹(shù)林一旦成林，在與互花米草的競(jìng)爭(zhēng)中具有一定的優(yōu)勢(shì)，互花米草并無(wú)明顯的入侵現(xiàn)象，只是占據(jù)了原有的光灘，抑制了紅樹(shù)林的擴(kuò)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(zhǎng)主要來(lái)源于潮灘上的互花米草的生長(zhǎng)。生長(zhǎng)在紅樹(shù)林邊緣的互花米草只向南擴(kuò)張了一部分，增長(zhǎng)面積很小。潮灘上的互花米草的擴(kuò)張趨勢(shì)主要表現(xiàn)為向潮灘上部遷移，2006年以后互花米草和紅樹(shù)林的交界區(qū)保持穩(wěn)定，互花米草不再沿著紅樹(shù)林外緣擴(kuò)張，而是轉(zhuǎn)為向下部潮灘擴(kuò)張。潮灘上互花米草的增長(zhǎng)速度經(jīng)歷了兩個(gè)階段：第一階段從2002年到2010年，互花米草的增長(zhǎng)相對(duì)緩慢；第二階段從2010年至2014年，互花米草迅速擴(kuò)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(kuò)展過(guò)程時(shí)認(rèn)為互花米草鹽沼的擴(kuò)展速度會(huì)分成三個(gè)階段。第一階段中，互花米草的擴(kuò)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(lái)擴(kuò)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(xì)均達(dá)到最佳，種子開(kāi)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(kuò)展方式。在此階段中，互花米草鹽沼的擴(kuò)展速度極快。第三階段中，互花米草鹽沼年擴(kuò)展速率便因?yàn)槭艿綖┟娓叱痰南拗贫鴾p慢下來(lái)，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(kuò)大面積（沈永明等，2002）。

經(jīng)過(guò)與沈永明的研究結(jié)果對(duì)比，在2002-2010年期間，潮灘上的互花米草鹽沼處于擴(kuò)展過(guò)程中的第一階段。在此期間，互花米草通過(guò)根莖蔓延的方式把2002年潮灘上的幾個(gè)互花米草斑塊連成片，并且擴(kuò)大群落內(nèi)植株密度。同時(shí)，由于紅樹(shù)林前緣的沉積速率較高，成為適合互花米草生長(zhǎng)的生境，因此，互花米草在發(fā)展的初始階段會(huì)沿著紅樹(shù)林的前緣擴(kuò)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(kuò)張，在這個(gè)階段，互花米草已經(jīng)可以通過(guò)捕集泥沙來(lái)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(jìn)一步將堆高的灘面向下推進(jìn)，使得互花米草能在潮灘上進(jìn)一步擴(kuò)張。值得注意的是，這一階段，互花米草和紅樹(shù)林之間形成了一種空間競(jìng)爭(zhēng)上的平衡，兩者之間的邊界保持了穩(wěn)定。

4.2 紅樹(shù)林與互花米草鹽沼的空間競(jìng)爭(zhēng)

要探討紅樹(shù)林植物是否與互花米草鹽沼之間存在空間競(jìng)爭(zhēng)，首先要先對(duì)它們的生存環(huán)境進(jìn)行分析。張宜輝等（2008）曾經(jīng)從以下3個(gè)方面來(lái)比較二者的生存環(huán)境：（1）從緯度分布來(lái)看，互花米草主要生長(zhǎng)在溫帶地區(qū)，最南至廣東雷州。紅樹(shù)林則主要生長(zhǎng)在熱帶、亞熱帶，最北至浙江樂(lè)清。因此，除開(kāi)海南只有紅樹(shù)植物分布外，二者在浙江、福建、臺(tái)灣、廣東、廣西等地生長(zhǎng)分布重疊；（2）從潮間帶的垂直分布來(lái)看，互花米草可分布在高、中、低潮帶，紅樹(shù)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海口高鹽生境到感潮區(qū)上界的淡咸水生境，紅樹(shù)植物僅分布在咸淡水交匯的感潮河段。因此無(wú)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(lái)看，紅樹(shù)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(shù)林保護(hù)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(shù)林的增長(zhǎng)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(shù)林的北部邊界這一主要增長(zhǎng)區(qū)域。此后紅樹(shù)林的增長(zhǎng)速度顯著放緩。張宜輝等（2006）的研究表明,互花米草入侵會(huì)導(dǎo)致一年生的秋茄幼苗存活數(shù)量減少,從而影響紅樹(shù)林的天然擴(kuò)散與更新?；セ撞莸纳L(zhǎng)會(huì)對(duì)紅樹(shù)林的正常擴(kuò)張產(chǎn)生抑制效果，使紅樹(shù)林的擴(kuò)張速度變慢。因此可以推斷紅樹(shù)林與互花米草鹽沼的空間競(jìng)爭(zhēng)是存在的。但是，從遙感圖像的分析結(jié)果來(lái)看，互花米草的主要影響是導(dǎo)致紅樹(shù)林的向外擴(kuò)張速率顯著放緩，或者說(shuō)是紅樹(shù)林的天然擴(kuò)散或者更新速度因?yàn)榛セ撞莸某霈F(xiàn)而放緩，從空間格局上看，互花米草并沒(méi)有明顯入侵到紅樹(shù)林之內(nèi)。2014年生長(zhǎng)在互花米草群落中的紅樹(shù)林，對(duì)比與2010年時(shí)面積明顯變大，說(shuō)明紅樹(shù)林可以在互花米草鹽沼中成活并擴(kuò)張，互花米草和紅樹(shù)林在一定條件下可以共存。

4.3 影響紅樹(shù)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(shù)林的林冠完整性可能會(huì)影響紅樹(shù)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(jìn)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(shù)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?jiǎng)恿σ蛩厥锹涑焙笃跉w槽水造成的溝渠效應(yīng)，并且它的主要作用是宣泄退潮時(shí)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(duì)Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)紅樹(shù)林的中部存在一條潮溝。前文中探討紅樹(shù)林的空間擴(kuò)展特征時(shí)已經(jīng)提到漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)的紅樹(shù)林最初沿著紅樹(shù)林原有邊界平行向潮灘外推，當(dāng)互花米草擴(kuò)張到了紅樹(shù)林前緣的北部并且開(kāi)始抑制紅樹(shù)林的自然擴(kuò)張后，紅樹(shù)林開(kāi)始沿著中部潮溝這樣的區(qū)域往外生長(zhǎng)。

紅樹(shù)林不能隨意地生長(zhǎng)或向潮灘擴(kuò)展（無(wú)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(dá)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(shù)植物生長(zhǎng)發(fā)育的重要環(huán)境因素（鄭德璋等1994）。漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)的紅樹(shù)林之所以會(huì)沿著潮溝向外擴(kuò)張，原因可能是潮溝輸運(yùn)的大量沉積物會(huì)在潮溝兩岸優(yōu)先堆積成局部較高的矮堤（Zeff，1988），營(yíng)造出適合紅樹(shù)林生長(zhǎng)的環(huán)境。紅樹(shù)林的生長(zhǎng)又能夠顯著促進(jìn)潮灘淤漲，從而形成一個(gè)良性循環(huán)，使紅樹(shù)林可以繼續(xù)向外擴(kuò)張。同時(shí)，潮溝兩岸的良好排水性也有利于紅樹(shù)林根系的發(fā)育。從紅樹(shù)林向外擴(kuò)張路徑的前后變化來(lái)看，潮溝的分布可能是影響紅樹(shù)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(zhǎng)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(huì)死亡。黃冠閩等（2013）在互花米草對(duì)秋茄幼苗更新的影響試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，互花米草的遮蔭效果會(huì)使秋茄幼苗生長(zhǎng)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(shuō)明充足的光照對(duì)于互花米草和紅樹(shù)林的正常生長(zhǎng)是必需的，在它們擴(kuò)張的交界區(qū)必定會(huì)產(chǎn)生爭(zhēng)奪光照的生存競(jìng)爭(zhēng)。

通過(guò)對(duì)Google Earth影像的觀察，發(fā)現(xiàn)保護(hù)區(qū)內(nèi)與互花米草交界的大多是林冠完整的紅樹(shù)林。它們的交界區(qū)格局基本保持穩(wěn)定，但是在紅樹(shù)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(guò)對(duì)2014年4月份的實(shí)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(shù)林的林窗區(qū)確實(shí)存在互花米草入侵的現(xiàn)象，而林冠完整的紅樹(shù)林則沒(méi)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(shù)林，但可以成功入侵到紅樹(shù)林的林窗，林窗越大，互花米草越容易入侵成功。對(duì)于林冠完整的紅樹(shù)林，由于其遮蔭效應(yīng)的存在，使生長(zhǎng)在樹(shù)冠下的互花米草由于無(wú)法得到充足的光照而不能成功入侵。但是一旦紅樹(shù)林邊緣出現(xiàn)了林窗，互花米草就有可能成功入侵，通過(guò)抑制紅樹(shù)林幼苗的生長(zhǎng)來(lái)抑制紅樹(shù)林的擴(kuò)張。

紅樹(shù)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(zhēng)奪光照為核心的生存空間競(jìng)爭(zhēng)，從而減緩紅樹(shù)林的擴(kuò)張速度。只要紅樹(shù)林的樹(shù)冠完整，互花米草就不能入侵成功，因此紅樹(shù)林的郁閉度或者說(shuō)林冠的完整性是影響互花米草與紅樹(shù)林空間競(jìng)爭(zhēng)的重要因素。

5 結(jié)論

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

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

（2）漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)的互花米草經(jīng)歷了兩個(gè)發(fā)展階段，2002年至2010年緩慢增長(zhǎng)階段以及2010年之后迅速擴(kuò)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(jìn)入保護(hù)區(qū)后先向地勢(shì)較高的潮灘上部以及紅樹(shù)林邊緣擴(kuò)張，在受到紅樹(shù)林的限制后，轉(zhuǎn)向潮灘下部擴(kuò)張。

（3）漳江口紅樹(shù)林保護(hù)區(qū)內(nèi)的紅樹(shù)林與互花米草的交界區(qū)存在生存空間競(jìng)爭(zhēng)，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(shù)林略微向外擴(kuò)張。影響互花米草與紅樹(shù)林空間競(jìng)爭(zhēng)的重要因素：一是潮溝的分布，紅樹(shù)林的自然擴(kuò)張?jiān)谑艿交セ撞莸囊种坪箝_(kāi)始沿著潮溝往外生長(zhǎng)；二是紅樹(shù)林的林冠完整性，互花米草難以入侵林冠完整的紅樹(shù)林。

致謝：在結(jié)果分析過(guò)程中獲得過(guò)國(guó)家海洋局第二海洋研究所張華國(guó)副研究員、廈門(mén)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(guó)家自然科學(xué)基金青年項(xiàng)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(fèi)專項(xiàng)（JT1505）。

李屹（1991-），碩士研究生，研究方向?yàn)楹u海岸帶過(guò)程與監(jiān)測(cè)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。