近20年福建紅樹林和互花米草群落時空變化及景觀特征

潘衛(wèi)華，陳家金,王 巖

(1.福建省氣象科學研究所，福建 福州 350001；2.福建省災害天氣重點實驗室，福建 福州 350001；3.福建省氣象服務中心，福建 福州 350001)

隨著經(jīng)濟社會的快速發(fā)展和海洋開發(fā)進程的加快，沿海灘涂濕地資源日益受到自然因素和人類活動的強烈影響。由于灘涂資源及其承載能力是有限的，資源開發(fā)要建立在維護生態(tài)環(huán)境健康的基礎之上[1-2]。

紅樹林和互花米草是福建省沿海濕地的主要植被群落。紅樹林作為珍貴的海洋生態(tài)植被資源，曾廣泛分布于福鼎市至詔安縣沿海灘涂。由于圍墾和砍伐，1979年僅剩余300 hm2，主要分布于漳江口、泉州灣和九龍江口等海域。引進物種互花米草擁有的強大生長力，使其在沿海灘涂快速蔓延[3]，并且入侵紅樹林群落，直接造成底棲動物和紅樹林的減少，嚴重威脅沿海灘涂生態(tài)系統(tǒng)的安全[4]。

由于互花米草和紅樹林適宜在潮間帶淺灘生長，傳統(tǒng)的人工野外調(diào)查受限于淤泥和漲落潮等因素，費時費力且無法有效地獲取準確的植被群落信息。遙感技術以其大范圍、實時、動態(tài)等特點在獲取濕地灘涂植被面積和長勢動態(tài)等方面具有優(yōu)勢，并且其監(jiān)測技術也日益成熟[5-6]。目前，遙感技術廣泛用于沿海灘涂植被監(jiān)測研究中。如孫颯梅[7]利用1988—2003年Landsat ETM+/TM影像提取三都灣互花米草信息，揭示互花米草空間擴張及其對灘涂的破壞性影響；劉永學等[8]利用1993—1999年4個不同時相陸地衛(wèi)星影像，對江蘇海岸鹽沼互花米草擴展動態(tài)進行監(jiān)測分析，結果表明互花米草在江蘇海岸鹽沼地帶擴展迅速，泥沙淤積作用有利于互花米草等鹽沼植被演替。周在明等[9]和劉凱等[10]分別利用無人機對互花米草和紅樹林進行遙感監(jiān)測，結果表明無人機等高空間分辨率影像有利于提高互花米草和紅樹林的解譯精度。眾多研究表明，遙感技術已經(jīng)成為監(jiān)測分析沿海灘涂植被群落(紅樹林、互花米草)的主要手段，但以往學者多側重于紅樹林或互花米草單一植被群落分析[11]，而對福建全省沿海紅樹林和互花米草的動態(tài)監(jiān)測分析比較缺乏。準確把握福建紅樹林和互花米草兩大典型灘涂植被空間分布及動態(tài)變化信息，對紅樹林的保護和互花米草的治理具有重要意義。因此，筆者采用多光譜遙感影像和高空間分辨率遙感影像相結合技術，并在GIS和GPS野外實地調(diào)查輔助下，對福建省1999—2018年期間沿海紅樹林和互花米草灘涂植被時空變化特征進行分析，為區(qū)域紅樹林的保護和互花米草的治理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

福建位于我國東南沿海，地理位置為23°32′～28°19′ N，115°50′～120°43′ E。海域遼闊，海岸線長達3 324 km，從北到南依次分布有沙埕港、秦嶼灣、三沙灣、羅源灣、福清灣、興化灣、泉州灣、九龍江口、廈門灣、東山灣和詔安灣等主要海域。福建沿海分布有典型海洋生態(tài)類型，如潮間帶灘涂、港灣、紅樹林和河口濕地等，同時福建沿海地區(qū)也是全省人口最密集、經(jīng)濟最發(fā)達的地區(qū)。隨著沿海經(jīng)濟的發(fā)展與海洋開發(fā)力度的加大，外來物種互花米草的迅速蔓延及海岸工程建設對原有生態(tài)環(huán)境造成的嚴重破壞，使得紅樹林等沿海濕地植被群落面臨著生存挑戰(zhàn)。為方便進行研究和分析，根據(jù)海岸特點將福建沿海劃分為15個港灣海域。

1.2 數(shù)據(jù)及預處理

數(shù)據(jù)源有1999、2006和2018年3個時段的Landsat TM/ETM+和OLI以及Google Earth中Quickbird和GF-1影像，共計25幅；福建全省沿海邊界矢量地理信息、全省數(shù)字高程模型(DEM)數(shù)據(jù)、野外GPS調(diào)查數(shù)據(jù)和地物光譜儀采樣數(shù)據(jù)信息等。影像覆蓋福建整個沿海區(qū)域，時相獲取時間盡量選在晴空且處于低潮位時，最大程度地避免互花米草在漲潮時被海水完全浸泡。影像的預處理主要包括輻射校正、幾何校正、灰度重采樣和研究區(qū)提取等，使得遙感影像具有精準的地理信息和較為接近的光譜條件，利用福建灘涂矢量邊界劃定緩沖區(qū)進行切割，以確保研究區(qū)涵蓋所有灘涂植被信息。

1.3 研究方法

1.3.1濕地植被提取方法

采用多光譜影像和高分辨率影像綜合提取灘涂濕地植被信息，先對福建省灘涂矢量邊界進行疊加分析，未在灘涂邊界內(nèi)的植被群落可歸為陸地植被。利用纓帽變化[7]提取綠度、濕度因子和歸一化植被指數(shù)(NDVI)，通過綠度因子和NDVI可清晰地分辨出濕地植被和裸露灘涂，濕度因子可用于有效區(qū)分養(yǎng)殖坑塘和水體，采用逐層分類設置不同閾值方法提取灘涂植被信息。在區(qū)分紅樹林和互花米草時，參考最大似然法監(jiān)督分類結果。由于紅樹林植被覆蓋度往往高于互花米草，在高空間分辨率影像中兩者紋理結構不同，借助地物光譜儀進行實地采樣和GPS野外調(diào)查，通過設置綠度因子和NDVI閾值對紅樹林和互花米草加以區(qū)分，并利用人機交互判讀等技術對誤判、漏判信息進行甄別和提取。

2006—2018年期間多次對福建沿海灘涂植被進行野外GPS實地取樣驗證，取樣點從北到南涵蓋福建所有沿海地區(qū)，野外調(diào)查以高精度GPS實地定位進行邊界界定，對互花米草和紅樹林斑塊、人工林或天然林進行記錄整理，對典型斑塊進行拍照記錄，向港灣周邊居民調(diào)查詢問植被群落歷史分布情況，同時于2006年采用同期Google Earth中的Quickbird圖像，于2018年采用同期Quickbird和GF-1圖像進行解譯提取，并將提取結果與Landsat影像解譯結果進行對比驗證分析，樣本抽樣驗證結果顯示3個時相影像的解譯精度分別為87.45%、93.18%和95.36%，說明紅樹林和互花米草解譯結果具有較高精度。

1.3.2景觀分析方法

采用景觀生態(tài)學的斑塊-廊道-基質(zhì)模式分析福建灘涂濕地植被結構。景觀結構組分由濕地主要景觀類型組成，以基質(zhì)、最大斑塊以及變化最大的斑塊作為分析對象，采用多樣性指數(shù)、優(yōu)勢度指數(shù)和均勻度指數(shù)進行定量分析[12-13]，以揭示福建灘涂濕地景觀的空間異質(zhì)性及其變化。各項指數(shù)具體計算方法如下：

(1)

式(1)中，H為景觀多樣性指數(shù)；Pi為景觀類型i面積占整個景觀面積的比例；n為景觀類型數(shù)。H值可反映景觀組分數(shù)量和比例的變化情況，隨著H值的增加，景觀類型組成的復雜性也在增加。

(2)

Hmax=lnm。

(3)

式(2)～(3)中，D為景觀優(yōu)勢度指數(shù)；Hmax為最大多樣性指數(shù)；m為研究區(qū)域景觀類型總數(shù)。D值可反映一種或少數(shù)幾種景觀鑲嵌體支配景觀格局的程度。

E=Hi/Hmax×100%，

(4)

(5)

式(4)～(5)中，E為景觀均勻度指數(shù)；Hi為修正了的Simpson指數(shù)；E值較小時，反映景觀受到一種或幾種優(yōu)勢斑塊類型所支配；E值趨近于1時，說明景觀中沒有明顯的優(yōu)勢類型且各斑塊類型在景觀中呈均勻分布。

2 結果與分析

2.1 植被面積分布及變化

2.1.1面積分布和增速分析

通過對1999、2006和2018年3個時相沿海濕地植被遙感影像進行提取，并將其導入GIS中進行處理分析，統(tǒng)計得出福建主要海域3個時相紅樹林和互花米草面積信息(表1～2、圖1)。

圖1 3個時相福建省主要海域紅樹林和互花米草面積對比分析Fig.1 Comparisons of areas of mangrove and Spartina alterniflora in Fujian from 1999 to 2018

表1 1999—2018年福建省主要海域紅樹林面積監(jiān)測結果Table 1 Monitoring results of main mangrove areas in Fujian coastal areas from 1999 to 2018

結果顯示，近20 a福建紅樹林和互花米草總面積均呈增長趨勢，紅樹林總面積由 1999年的542.05 hm2增加到2006年的672.12 hm2，2018年達到1 019.35 hm2。相比較而言，互花米草總面積增長更為迅速，由1999年的3 879.35 hm2增加到2006年的5 606.79 hm2，2018年達到6 527.16 hm2。

對主要海域年增長率的分析結果(圖2)表明，三沙灣和羅源灣1999—2018年紅樹林年增長率均為0，反映出研究期間這2個水域幾乎沒有紅樹林增長。閩江口1999—2006年互花米草年增長率為1.87%，紅樹林年增長率為-19.83%，表明這一時期閩江口互花米草不斷擴張，紅樹林卻大幅萎縮；2006—2018年互花米草和紅樹林年增長率分別為3.02%和11.88%，這一時期互花米草和紅樹林都有增長，兩者處于共存競爭狀態(tài)。

表2 1999—2018年福建省主要海域互花米草面積監(jiān)測結果Table 2 Monitoring results of main Spartina alterniflora areas in Fujian coastal areas from 1999 to 2018

圖2 福建省主要海域紅樹林和互花米草年增長率對比分析Fig.2 Comparisons of annual increasing rate of mangrove and Spartina alterniflora in Fujian

1999—2006年泉州灣紅樹林年增長率為23.01%，互花米草年增長率為13.03%，紅樹林增長明顯快于互花米草，這得益于當?shù)卣笠?guī)模的人工造林；2006—2018年紅樹林年增長率為3.04%，互花米草年增長率為1.88%，兩者增速都明顯放緩，處于共存競爭狀態(tài)。九龍江口和漳江口1999—2018年間互花米草年增長率均超過紅樹林年增長率，表明這一階段互花米草擴張明顯，互花米草相對于紅樹林處于競爭優(yōu)勢地位。

近20 a全省紅樹林和互花米草分布格局均發(fā)生較大變化，為更好地將其與周邊地物做對比分析，以三彩色疊加方式顯示遙感提取的紅樹林或互花米草分布信息(圖3～4)。

按紅樹林分布的主要海域分析，1999年分布面積最大的前2個海域分別為九龍江口和漳江口，兩地面積占全省紅樹林總面積的65.95%，其中，龍海金定村外分布有省內(nèi)最大的紅樹林群落(圖3)。2006年泉州灣紅樹林面積超過漳江口，位于全省第2位，九龍江口、泉州灣和漳江口3個海域紅樹林面積占全省紅樹林總面積的96.27%。到2018年，九龍江口和泉州灣紅樹林面積進一步增加，兩者占全省面積的71.75%。截至2018年底不同港灣紅樹林面積占比由大到小依次為九龍江口(42.69%)、泉州灣(29.05%)、漳江口(14.39%)、沙埕港(2.26%)和連江至閩江口(1.63%)。

圖3 九龍江口海域不同時相紅樹林分布Fig.3 Distributions of mangrove extracted from remote sensed images in Jiulongjiang of Fujian

從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，三沙灣為福建互花米草面積最大區(qū)，其面積約占全省互花米草面積的60%。其后依次為羅源灣和閩江口，其中，閩江口互花米草已入侵到核心區(qū)鱔魚灘濕地(圖4)。南部海域以漳江口互花米草增長最迅速，近20 a增加146.13 hm2。截至2018年底不同海域互花米草面積占比由大到小依次為三沙灣(66.46%)、羅源灣(11.91%)、連江至閩江口(7.03%)、泉州灣(6.76%)、漳江口(2.57%)和九龍江口(2.15%)。

第1行分圖為閩江口，第2行分圖為羅源灣。圖4 閩江口和羅源灣海域不同時相互花米草分布Fig.4 Distributions of Spartina alterniflora extracted from remote sensed images in Minjiang Estuary and Luoyuan Bay of Fujian

2.1.2面積轉移變化分析

表3顯示,1999—2006年福建沿海主要濕地未發(fā)生改變的面積為15 256.09 hm2，轉移面積為3 287.11 hm2，約占總面積的17.73%。互花米草侵占的景觀類型中灘涂面積所占比例最大，約占總轉移面積的81.17%，其次為其他類型和養(yǎng)殖坑塘，占比分別為12.12%和6.24%。紅樹林新增面積中最主要景觀類型為灘涂，占比為89.62%，其次為養(yǎng)殖坑塘，占比為4.91%。

表3 1999—2006年福建主要海域各類型面積轉移矩陣Table 3 Confusion matrix of land use in main areas of Fujian from 1999 to 2006

表4顯示,2006—2018年福建沿海主要濕地未變化面積為16 256.77 hm2，轉移面積為2 286.43 hm2?；セ撞萸终紴┩康拿娣e最大，為821.35 hm2，其后依次為侵占的153.25 hm2其他景觀類型和54.34 hm2養(yǎng)殖坑塘。轉入為紅樹林的景觀類型中最主要的也是灘涂，達335.26 hm2。從紅樹林和互花米草相互轉移情況分析，1999—2006年互花米草侵占面積大于轉入為紅樹林的面積，表明互花米草入侵紅樹林程度要高于人為治理互花米草的效果。

表4 2006—2018年福建主要海域各類型面積轉移矩陣Table 4 Confusion matrix of land use in main areas of Fujian from 2006 to 2018

2006—2018年互花米草侵占面積小于轉入為紅樹林的面積，表明治理互花米草入侵的措施效果初顯，但紅樹林和互花米草兩者間相互轉移的面積在增大，形勢依然嚴峻。

2.2 濕地景觀格局分布及動態(tài)變化

2.2.1濕地景觀特征及分布

由表3～4可知，福建沿海濕地景觀主要由紅樹林、互花米草、灘涂、養(yǎng)殖坑塘和其他類型組成。1999—2018年近20 a間福建省沿海濕地景觀有較顯著變化，各景觀類型面積都發(fā)生較大變化。紅樹林、互花米草和養(yǎng)殖坑塘面積增加明顯，其余景觀類型面積呈減少趨勢。同時，景觀斑塊數(shù)量和分布也發(fā)生很大變化。對紅樹林和互花米草景觀斑塊特征的分析結果(表5)顯示，1999年紅樹林和互花米草群落面積≥1 hm2的斑塊總數(shù)量為414個，至2018年，斑塊總數(shù)量增至476個。面積>100 hm2的斑塊數(shù)量由1999年的11個減少為2018年的8個，最大斑塊面積由1999年的395.6 hm2增至2018年的624.6 hm2。斑塊平均面積由1999年7.7 hm2增加為2018年8.3 hm2。以斑塊面積20 hm2為分界線，>20 hm2的斑塊按大斑塊統(tǒng)計，≤20 hm2的按小斑塊統(tǒng)計，結果顯示大斑塊數(shù)量變化率由1999—2006年間的14.28%下降為2006—2018年間的1.78%，小斑塊數(shù)量變化率由10.70%上升為18.03%，表明研究區(qū)大斑塊數(shù)量由減少變?yōu)橼呌诜€(wěn)定，小斑塊數(shù)量逐年增加，總體斑塊破碎度表現(xiàn)為增大。

表5 不同年度斑塊面積特征Table 5 Characteristic of patch-area in various year

就分布區(qū)域而言，2018年紅樹林斑塊集中分布在閩江口以南海域，主要分布于九龍江口、漳江口和泉州灣?；セ撞莅邏K集中分布在閩江口以北海域，主要位于三沙灣、羅源灣和閩江口(表6)。

表6 2018年不同海域紅樹林和互花米草斑塊分布Table 6 Patch distributions of mangrove and Spartina alterniflora in 2018

在北部海域，互花米草斑塊數(shù)量占據(jù)主要地位，紅樹林斑塊數(shù)量很少，無法與互花米草形成競爭。在南部海域，互花米草斑塊數(shù)接近于紅樹林斑塊數(shù)，與紅樹林群落形成競爭。

2.2.2景觀結構特征變化

基質(zhì)及其生態(tài)過程對港灣濕地利用格局的控制作用最顯著。研究顯示50%的基質(zhì)面積比例是景觀結構均質(zhì)化和異質(zhì)化的臨界點，基質(zhì)面積大于50%表明景觀結構向均質(zhì)化方向發(fā)展，反之表明呈異質(zhì)化特性[14]。由表7可知，基質(zhì)面積比例最大的是沙埕港，其次為九龍江口，基質(zhì)比例均超過50%，為景觀結構均質(zhì)化海域。三沙灣、羅源灣和閩江口為景觀結構異質(zhì)化海域，泉州灣和漳江口由景觀結構均質(zhì)化轉變?yōu)楫愘|(zhì)化海域。除了三沙灣基質(zhì)面積比例逐年增加外，福建其他海域基質(zhì)面積比例均呈逐年降低趨勢，表明福建海域濕地景觀格局的異質(zhì)化趨勢在不斷增強。

表7 1999—2018年福建主要海域景觀結構變化Table 7 The change of landscape of land use in main areas of Fujian from 1999 to 2018

最大斑塊為互花米草的海域有羅源灣、泉州灣和閩江口，最大斑塊為紅樹林的海域有九龍江口，最大斑塊由紅樹林轉化為互花米草的海域有沙埕港和漳江口，最大斑塊由互花米草轉化為養(yǎng)殖坑塘的海域有三沙灣。由于最大斑塊面積較大，其變化幅度一般由長期影響的生態(tài)過程決定。最大斑塊中紅樹林數(shù)量的減少，互花米草和養(yǎng)殖坑塘數(shù)量的增加，反映出研究期間福建沿海濕地經(jīng)歷了以互花米草入侵和養(yǎng)殖坑塘開發(fā)為主的生態(tài)過程。

變化最大斑塊為互花米草的海域有沙埕港、九龍江口和漳江口，變化最大斑塊為養(yǎng)殖坑塘的海域有羅源灣和閩江口，變化最大斑塊為紅樹林的海域為泉州灣，分別以互花米草和養(yǎng)殖坑塘作為變化最大斑塊的海域數(shù)量位居全省前兩位。從1999—2018年景觀類型面積占比分析，除互花米草在三沙灣由于劇增轉化為基質(zhì)外，其他海域景觀類型面積占比由高到低依次為養(yǎng)殖坑塘、互花米草、紅樹林和建設用地等，表明互花米草的蔓延擴張和養(yǎng)殖坑塘的人為開發(fā)成為濕地景觀變化的主要驅(qū)動力，這與前述對最大斑塊的分析結果類似。

從景觀指數(shù)變化角度分析，景觀多樣性指數(shù)最大，為0.511 4～1.569 1；景觀均勻度指數(shù)最小，為0.124 4～0.797 2；景觀優(yōu)勢度指數(shù)介于中間，為0.222 6～1.280 3。景觀均勻度指數(shù)最大的兩個海域分別是漳江口和泉州灣，其景觀類型最復雜，破碎化程度高，景觀異質(zhì)性高。景觀均勻度指數(shù)最小的海域是沙埕港，其景觀類型最簡單，破碎化程度低，景觀同質(zhì)性高。從景觀多樣性指數(shù)變化來看，僅有三沙灣呈逐年降低趨勢，說明該海域景觀類型豐富程度在下降，景觀同質(zhì)性呈增大趨勢，集中在互花米草、養(yǎng)殖坑塘和灘涂等類型。九龍江口和沙埕港的景觀多樣性指數(shù)呈逐年增加趨勢，表明2個海域景觀類型豐富程度上升，景觀異質(zhì)性呈增大趨勢。景觀多樣性指數(shù)反映的景觀格局異質(zhì)性及生態(tài)過程與基質(zhì)和斑塊特征反映的結果一致。

3 討論

由于所使用影像和提取方法不同，對紅樹林和互花米草面積進行提取時往往會存在差異。國家林業(yè)局2002年調(diào)查顯示福建紅樹林面積為615.1 hm2，筆者研究提取的1999年紅樹林面積為542.05 hm2的結果與之較吻合。賈明明[15]研究得到福建2010年紅樹林面積為1 023 hm2，但新球等[16]研究得到福建2014年紅樹林面積為1 184.2 hm2，考慮到所使用影像源的差異，筆者研究提取的福建2018年紅樹林面積為1 019.35 hm2的結果與之較吻合?？紤]到紅樹林自身生長特性，結合福建各地統(tǒng)計資料得出2010—2013年福建并未進行大規(guī)模的紅樹林造林，個別研究顯示福建省2013年紅樹林面積猛增為3 437 hm2的可能性很小。

在對互花米草面積進行提取時也同樣存在差異，劉明月[17]研究得到福建2000年互花米草面積為4 458.6 hm2，筆者研究得到的福建1999年互花米草面積為3 879.35 hm2的結果與之較吻合。左平等[3]研究得到福建2007年互花米草面積僅為4 166 hm2，方民杰[18]研究得到福建2006年互花米草面積高達9 924 hm2，筆者研究得到的福建2006年互花米草面積為5 606.79 hm2的結果與之相比存在較大差異。分析原因認為，左平等[3]可能由于所使用影像圖幅數(shù)量不足而引起提取面積偏小，方民杰[18]受限于所使用影像分辨率不高導致提取面積偏大。由于Landsat影像空間分辨率為30 m(全色波段為15 m)，影像上灘涂植被與陸地植被、裸土和水體像元容易混合，在一定程度上會影響遙感解譯精度，利用Quickbird、GF-1影像或無人機等高空間分辨率影像可以有效地對容易混合的像元進行區(qū)分。野外調(diào)查的實際結果表明，筆者研究融入Quickbird和GF-1等高空間分辨率影像能有效減少對紅樹林和互花米草的誤判，提高遙感影像解譯精度。

近20 a的研究結果顯示三沙灣和羅源灣一直為互花米草重度泛濫區(qū)，分布格局呈多點開花和帶狀成片，并已侵占大片灘涂資源，自然狀態(tài)下的紅樹林難以成活。近年來，羅源灣北山村海灣已開展人工種植紅樹林工作，但仍處于生長初期且小規(guī)模的紅樹林容易被蠶食而無法正常生長。對于該區(qū)域人工種植的紅樹林群落，應徹底鏟除周圍的互花米草，形成有效隔離帶，以控制互花米草種子隨水流滲入紅樹林區(qū)域，防止其對紅樹林的入侵。閩江口和泉州灣作為互花米草和紅樹林競爭劇烈的兩個區(qū)域，從治理效果來看，泉州灣明顯好于閩江口。泉州灣紅樹林面積有較大增長，而閩江口紅樹林形勢依然嚴峻，并且與閩江口相鄰的福清灣在1999和2006年影像監(jiān)測中未發(fā)現(xiàn)互花米草，但在2018年影像監(jiān)測中發(fā)現(xiàn)互花米草，表明互花米草已入侵這一區(qū)域。當?shù)卣畱哟笕斯ぴ炝趾突セ撞葜卫砹Χ?，定期開展大規(guī)模的互花米草鏟除行動，加強紅樹林生長期的病蟲害防治，防止人工養(yǎng)殖對紅樹林隨意破壞。

九龍江口和漳江口得益于自然保護區(qū)的建立，為福建紅樹林群落的生長優(yōu)勢區(qū)。但不容忽視的是互花米草在該區(qū)域已迅速擴張，并已入侵到漳江口紅樹林保護區(qū)的核心區(qū)(圖5)，李屹等[19]的研究也表明互花米草已入侵漳江口紅樹林核心區(qū)。當?shù)卣畱浞掷煤米匀槐Ｗo區(qū)政策優(yōu)勢，加大紅樹林的保護宣傳，禁止養(yǎng)殖坑塘侵占紅樹林周邊灘涂，對核心區(qū)內(nèi)互花米草要盡早鏟除干凈，否則互花米草入侵核心區(qū)一旦形成規(guī)模，若要恢復則需要耗費大量人力財力。

圖5 2018年基于Landsat 8影像的漳江口紅樹林保護區(qū)土地利用分類結果Fig.5 Classification results of Zhangjiangkou Mangrove Reserve from Landsat 8 image of 2018

4 結論

通過利用Landsat TM/ETM+和OLI以及Google Earth的Quickbird和GF-1影像對福建省1999—2018年紅樹林和互花米草遙感影像進行解譯，并將其與野外勘察相結合對福建紅樹林和互花米草資源進行研究，得到以下結論：

(1)1999—2018年福建紅樹林和互花米草面積增長明顯，分別增加477.3和2 647.81 hm2，這一時期互花米草蔓延迅速。對比3個時相的增速得出，紅樹林年增長率由1999—2006年的4.39%下降為2006—2018年的3.53%，互花米草年增長率由7.64%下降為1.27%，增速均有所放緩。但在漳江口和九龍江口等紅樹林保護區(qū)，互花米草年增長率大于紅樹林年增長率，互花米草蔓延形勢仍然嚴峻。

(2)從空間分布格局來看，福建紅樹林主要分布于九龍江口、漳江口和泉州灣等南部海域，互花米草在全省均有分布，以三沙灣、羅源灣等福建北部海域為主，并呈現(xiàn)向南部海域逐漸擴張趨勢。研究期間斑塊特征總體表現(xiàn)為大斑塊數(shù)量趨于穩(wěn)定，小斑塊數(shù)量逐年增加，破碎度在增大。互花米草斑塊數(shù)量在福建北部海域占據(jù)主要地位，在南部海域接近于紅樹林斑塊，與紅樹林群落形成競爭。

(3)從景觀結構特征來看，福建沿海主要基質(zhì)類型為灘涂、互花米草和養(yǎng)殖坑塘。除三沙灣由于互花米草的擴張景觀結構趨向同質(zhì)化以外，其他海域在互花米草入侵、紅樹林人工種植和海灣港口建設等共同影響下景觀結構呈異質(zhì)化趨勢，漳江口和泉州灣景觀破碎化程度最高，景觀異質(zhì)性最大。

(4)福建沿海濕地景觀特性的空間差異主要源于自然因素和人類活動的共同影響，由于濕地生態(tài)的脆弱性，互花米草等外來物種的入侵和港口建設都會破壞原有的生態(tài)平衡。在生態(tài)環(huán)境保護中要充分考慮當?shù)刈匀坏乩肀尘安町惣吧鷳B(tài)過程因素，并結合景觀結構中基質(zhì)、最大斑塊等結構組分變化規(guī)律采取相應措施。