2009—2018年互花米草對(duì)廣西榕根山灘涂時(shí)空格局的影響

陳 瑩，郭宇明

1.廣西壯族自治區(qū)海洋環(huán)境監(jiān)測(cè)中心站，廣西北海 536000；2.廣西壯族自治區(qū)合浦儒艮國家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理中心，廣西北海 536000

0 引言

榕根山灘涂位于廣西鐵山港東岸，廣西壯族自治區(qū)合浦儒艮國家級(jí)自然保護(hù)區(qū)，氣候?qū)倌蟻啛釒ШＱ笮约撅L(fēng)氣候，潮型為不正規(guī)全日潮[1]。該區(qū)域以光灘為主，并且擁有海草床和紅樹林共2種高生產(chǎn)力生態(tài)系統(tǒng)。

互花米草原產(chǎn)于美洲，屬于多年生禾本植物[2]。由于其形態(tài)桿高叢密、生長習(xí)性耐鹽、耐淹，于1979年被引種至合浦，用于保灘促淤的科學(xué)研究，其后被周邊村民代替插樁作為灘涂養(yǎng)殖分區(qū)的標(biāo)記使用，至2003年榕根山已有其斑塊擴(kuò)大的記錄[3]。

互花米草繁殖方式分為有性繁殖和無性繁殖2種，它們的擴(kuò)散速度快、繁殖能力強(qiáng)大。生長密集的互花米草對(duì)低矮紅樹植物和海草產(chǎn)生植被遮陰效應(yīng)，且其根系發(fā)達(dá)可以改造底質(zhì)，通過這些競(jìng)爭(zhēng)方式迅速擠占了紅樹林和海草的生存空間[4-5]。

過去的研究表明：榕根山以東約6 km的山口紅樹林保護(hù)區(qū)，在2005—2007年間互花米草的年平均面積增加28.9 m2/年，2009—2013年廣西互花米草平均年擴(kuò)散速度達(dá)到9.1%，其擴(kuò)張速度極快，是榕根山海草床的衰退主要原因之一[6-8]。

統(tǒng)計(jì)2009—2018年互花米草在榕根山的分布情況，分析了其擴(kuò)張類型、方向及速度。通過研究互花米草空間格局變化，判斷其演替進(jìn)程，預(yù)測(cè)非人工干預(yù)的演替結(jié)果。

1 調(diào)查內(nèi)容和方法

本次調(diào)查范圍選取榕根山灘涂，岸線長約2.5 km，區(qū)域面積總計(jì)150.96 hm2。

紅樹林和互花米草的調(diào)查利用2009、2013、2015和2018年Google歷 史衛(wèi)星圖像對(duì)其進(jìn)行勾繪，海草床調(diào)查利用定位系統(tǒng)對(duì)其進(jìn)行繞測(cè)；用GIS計(jì)算紅樹林、互花米草和海草床的斑塊面積和斑塊數(shù)量等；用Fragstats軟件計(jì)算蔓延度指數(shù)、香農(nóng)威納多樣性指數(shù)和香農(nóng)威納均勻性指數(shù)；用WPS表格分析質(zhì)心遷移、面積變化的趨勢(shì)并曲線擬合預(yù)測(cè)結(jié)果。

2 結(jié)果與分析

2.1 互花米草擴(kuò)散形式

榕根山灘涂除光灘以外，還有灌木和草地。灌木為紅樹林，以白骨壤（Avicennia marina）為主；草地包括海草床和互花米草群落，海草床以貝克喜鹽草（Halophila beccarii Asch）為主，偶鑲嵌日本蔓草（Zostera japonica）（圖1）。

圖1 榕根山互花米草平面分布圖

互花米草擴(kuò)張形式主要為邊緣擴(kuò)張、外部隔離擴(kuò)張和槽溝引領(lǐng)擴(kuò)張共3種形式[9]。2009年互花米草斑塊多以為單個(gè)近似圓形斑點(diǎn)，各個(gè)斑點(diǎn)之間不相交。2009—2015年，紅樹林以東的互花米草草斑逐步擴(kuò)大融合后，向邊緣擴(kuò)張，2018年已進(jìn)入邊緣擴(kuò)張模式。除此之外，2015年榕根山灘涂上出現(xiàn)人工漁箔，互花米草沿人工漁箔蔓延生長。

2.2 互花米草斑塊特征

從2009—2018年，互花米草總面積從1.62 hm2增加至17.58 hm2，平均面積由0.005 hm2增加至0.314 hm2，斑塊總數(shù)量由314個(gè)減少至56個(gè)，小面積斑塊有遷入和遷出?？傮w上呈現(xiàn)斑塊總面積逐年增大、數(shù)量逐年減少，小斑塊融合成大斑塊的趨勢(shì)（表1）。

表1 榕根山互花米草斑塊特征

2.3 互花米草質(zhì)心遷移

榕根山互花米草斑塊質(zhì)心總體上由東南向西北沿岸單向連續(xù)遷移，4個(gè)年份之間的3個(gè)時(shí)段，質(zhì)心距離分別為0.16、0.457、0.493 km，各時(shí)段平均遷移速率為0.04、0.23、0.16 km/年，按質(zhì)心遷移路徑計(jì)算2009—2018年的年平均遷移速率為0.11 km/年（圖2）。

圖2 榕根山互花米草質(zhì)心遷移

按2018年灘涂特性分為3個(gè)片區(qū)，集中分布有紅樹林的區(qū)域劃分為西區(qū)，集中分布海草床的區(qū)域劃分為中區(qū)，集中分布互花米草的區(qū)域劃分為東區(qū)，互花米草在這3個(gè)區(qū)域的擴(kuò)張方向和距離也有不同的特點(diǎn)。

西區(qū)的互花米草連續(xù)沿岸向西遷移，4個(gè)年份之間的3個(gè)時(shí)段質(zhì)心距離分別為0.25、0.23、0.03 km，各時(shí)段平均遷移速率為0.06、0.12、0.01 km/年，平均遷移速率為0.06 km/年。中區(qū)的互花米草在2013年有斑塊遷出，2018年在岸邊再出現(xiàn)新的定植點(diǎn)，這使得中區(qū)部分斑塊在擴(kuò)大中逐步與東區(qū)斑塊融合，質(zhì)心沿岸雙向遷移幅度較大，4個(gè)年份之間的3個(gè)時(shí)段質(zhì)心距離分別為0.48、0.003、0.47 km，各時(shí)段平均遷移速率為0.12、0.002、0.16 km/年，按質(zhì)心遷移路徑計(jì)算2009—2018年的年平均遷移速率為0.11 km/年。東區(qū)的互花米草向岸后沿岸東西兩頭迂回遷移，4個(gè)年份之間的3個(gè)時(shí)段質(zhì)心距離分別為0.07、0.11、0.14 km，各時(shí)段平均遷移速率為0.02、0.06、0.05 km/年，按質(zhì)心遷移路徑計(jì)算2009—2018年的年平均遷移速率為0.04 km/年（圖3）。

圖3 榕根山各區(qū)域互花米草斑塊質(zhì)心遷移

2.4 互花米草擴(kuò)散

將這2009、2013、2015、2018年的互花米草總面積通過二項(xiàng)式曲線擬合，榕根山互花米草面積擴(kuò)增模型公式為y=0.2017x2-810.47x+814134，相關(guān)性系數(shù)（R2）為0.9946（圖4）。

圖4 榕根山互花米草面積變化

2.5 空間格局變遷

蔓延度指數(shù)從89.3683連續(xù)下降至66.5081，多樣性指數(shù)從0.2144提高至0.7498，均勻度指數(shù)從0.1546提高到0.5408（表2）。

表2 榕根山空間格局指數(shù)變化

3 討論

3.1 互花米草的擴(kuò)張

東、西兩區(qū)互花米草斑塊面積增加并融合向中部擴(kuò)大，中區(qū)互花米草的新增斑塊及其面積增大，加劇了中區(qū)與東區(qū)斑塊的融合速率。總體來看，互花米草的斑塊質(zhì)心由東南向西南沿岸遷移，尤其是東區(qū)域向陸地?cái)U(kuò)張和沿岸擴(kuò)張迅速。2009—2013年面積變化的曲線斜率較緩，與2013年西區(qū)和中區(qū)的互花米草斑塊遷出有關(guān)。

3.2 互花米草對(duì)生態(tài)格局的影響

榕根山灘涂斑塊組成為光灘、紅樹林、海草床和互花米草4種類型組成，在板塊類型沒有增加，而多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)升高，蔓延度指數(shù)下降，這說明了原本占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)的光灘，逐步被其他斑塊替代，景觀破碎化程度逐步提高。

本研究區(qū)域面積僅150.96 hm2，2009—2018年互花米草占灘涂面積比例從1.07%上升至11.65%。根據(jù)模型推算，互花米草面積在2028年將達(dá)49.37 hm2，2035年 將 達(dá)102.39 hm2，2038年將達(dá)145.79 hm2?；セ撞菹鄬?duì)紅樹植物的株高較矮，對(duì)近4.57 hm2的紅樹林成樹的影響不大。在無其他干擾的情況下，按該模型推算研究區(qū)域除紅樹林外，2035—2038年互花米草將完全占領(lǐng)本次研究的區(qū)域，完成互花米草演替海草的進(jìn)程。

3.3 人類活動(dòng)對(duì)互花米草的影響

從2009年平面分布圖看，互花米草在東、西2個(gè)區(qū)域形成與岸線垂直和平行的細(xì)小線條排布方式，規(guī)劃了互花米草在該區(qū)域分布的初步輪廓，顯然是人為引種結(jié)果。周邊村民的非法引種，僅考慮將其替代插樁作為劃分灘涂使用便利，忽視了控制互花米草生長繁殖擴(kuò)張的人力管理成本，為互花米草擴(kuò)張埋下了隱患。

2015年人工漁箔形成圍網(wǎng)截留互花米草，圍網(wǎng)的纏繞和水流減緩都有利于互花米草順著人工漁箔的布置方向蔓延生長，致使2013—2015年的互花米草面積增加和質(zhì)心遷移速度的提高。在中高潮帶的人工水上建構(gòu)筑物，有利于互花米草的生長。

2009—2013年在東區(qū)的南部和中區(qū)的北部有斑塊遷出，2015—2018年中部的斑塊遷入遷出，現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查表明：草地表面有碳化現(xiàn)象，屬于人為清除。這些斑塊遷入遷出和面積變化致使質(zhì)心的遷移，證明了局部的人為清除在一定期間使互花米草面積擴(kuò)增得到控制，但清除范圍和方式仍需根據(jù)灘涂特點(diǎn)和互花米草的生長特點(diǎn)連片清除才能有效控制其擴(kuò)張。

3.4 互花米草對(duì)紅樹林的影響

互花米草在紅樹林邊緣與紅樹林交互鑲嵌，紅樹林的縫隙中分布有互花米草，互花米草叢中分布有紅樹植物。由于遮陰效應(yīng)，隨著紅樹林片區(qū)蓋度上升，紅樹林片區(qū)內(nèi)的互花米草斑塊逐漸被紅樹植物替代，同時(shí)紅樹林周邊的矮小樹苗被互花米草取代，逐漸形成了清晰明顯的紅樹林—互花米草邊界。到2018年互花米草群落已經(jīng)包圍紅樹林，使得該區(qū)域紅樹林種子的萌苗或幼苗不再有繼續(xù)成長為成年樹的可能，互花米草已占領(lǐng)該區(qū)域，紅樹林不能在該區(qū)域繁殖。

3.5 互花米草海草的影響

海草在冬春季節(jié)繁茂，夏季驟減；而互花米草正好與其相反，夏秋季節(jié)茂盛?；セ撞堇闷渖L周期時(shí)間差異、植株高度優(yōu)勢(shì)和強(qiáng)大根系優(yōu)勢(shì)，快速低占據(jù)貝克喜鹽草生存空間。

2009—2018年，榕根山灘涂互花米草對(duì)海草的影響是雙面性的。一是西區(qū)南端的互花米草形成一條約150 m的抗浪帶，在一定程度上阻擋了淤泥向南移動(dòng)，使海草滯留在其北部，形成了常年存在的小型海草床。二是互花米草的快速擴(kuò)張占領(lǐng)了中高潮帶的灘涂，與海草競(jìng)爭(zhēng)生長空間，尤其是中部互花米草斑塊的增加和擴(kuò)大，至2018年已經(jīng)有使海草床斑塊破裂的顯著趨勢(shì)。雖然這期間互花米草對(duì)海草的影響是雙面性的，但長久來看西區(qū)南部的互花米草抗浪帶終將圍合并填充互花米草，中部和東部的互花米草斑塊也將不斷擴(kuò)大和融合，屆時(shí)處于劣勢(shì)的海草將被迅速演替，榕根山海草床生態(tài)系統(tǒng)將不復(fù)存在。

4 結(jié)論和建議

2009—2018年榕根山互花米草的面積由1.62 hm2增加至17.58 hm2，占灘涂面積比例從1.07%上升至11.65%，質(zhì)心以0.11 km/年的速度沿岸向西北移動(dòng)，榕根山景觀破碎化程度逐步提高，互花米草對(duì)海草床的演替正在進(jìn)行。

為阻止互花米草繼續(xù)入侵保護(hù)區(qū)，應(yīng)開展人工干預(yù)清理互花米草工作，防止海草床和紅樹林生態(tài)系統(tǒng)受損，逐步恢復(fù)灘涂破碎化景觀及生態(tài)功能，可從以下幾方面開展工作：第一，持續(xù)開展人工刈割互花米草，刈割能迅速降低互花米草株高和減少其株數(shù)，抑制互花米草種群擴(kuò)張，減少互花米草的活根生物量，控制互花米草刈割后重新生長[10]?？山Y(jié)合選擇性除草劑開展互花米草化學(xué)防治工作，避免非靶向生物尤其是避免紅樹植株和海草植株的病變或生長受阻。第二，加強(qiáng)監(jiān)管巡護(hù)能力建設(shè)，加大監(jiān)管執(zhí)法力度，對(duì)保護(hù)區(qū)內(nèi)非法霸海養(yǎng)殖打擊保持高壓態(tài)勢(shì)，實(shí)現(xiàn)清理整治常態(tài)化。利用無人機(jī)等巡查手段及時(shí)制止違法行為，如禁止非法設(shè)置人工漁箔、禁止人為播種互花米草作為霸海范圍標(biāo)志物、禁止在保護(hù)區(qū)內(nèi)投放甲氰菊酯等農(nóng)藥損害潮間帶生物多樣性。第三，圈圍項(xiàng)目研究區(qū)附近的灘涂作為生態(tài)修復(fù)試驗(yàn)區(qū)，結(jié)合實(shí)地資源條件種植海草、紅樹林等，布撒物種幼苗以豐富生物多樣性，促進(jìn)受損生態(tài)功能恢復(fù)，恢復(fù)原有景觀生態(tài)格局。第四，開展海草室內(nèi)種質(zhì)資源繁育研究和半自然條件下的養(yǎng)殖塘海草擴(kuò)繁實(shí)驗(yàn)，為野外海草恢復(fù)性種植奠定基礎(chǔ)，維持海草床生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性。