廣西海岸帶互花米草入侵時空動態(tài)遙感監(jiān)測研究*

陶艷成 ,潘良浩,劉文愛,孫仁杰,葛文標(biāo)

(1.廣西科學(xué)院廣西海洋科學(xué)院(廣西紅樹林研究中心),廣西紅樹林保護(hù)與利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,廣西北海 536007;2.廈門大學(xué)環(huán)境與生態(tài)學(xué)院,濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,福建廈門 361102)

互花米草(Spartinaalteniflora)是禾本科(Gramineae)米草屬(Spartina)多年生濕生草本植物,原產(chǎn)北美洲大西洋沿岸,從加拿大的紐芬蘭到墨西哥灣沿岸都有分布,主要生長于平均海平面至平均高潮位之間的廣闊灘面以及河口灣[1]?；セ撞菥哂袠O強(qiáng)的耐鹽、耐淹和擴(kuò)散能力[2],以及顯著的促淤造陸和消浪護(hù)堤作用,因此被許多國家引種,如今成為全球性的海灘外來入侵植物[3]。互花米草的大量繁殖可替代本地原生植物、改變鳥類棲息地、降低生物多樣性并危害養(yǎng)殖產(chǎn)業(yè)[4-6],特別是對原本生長在灘涂上的紅樹林、海草、土著鹽沼植被等海洋生態(tài)系統(tǒng)造成了直接的威脅和破壞[7]。鑒于此,我國于2003年將其列為中國第一批16種外來入侵物種之一[8]。監(jiān)測互花米草在海岸帶地區(qū)的分布與擴(kuò)散對維護(hù)海岸生態(tài)系統(tǒng)的安全和可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要[9,10]。近年來,國內(nèi)外學(xué)者主要利用遙感手段監(jiān)測區(qū)域尺度的互花米草入侵[11-14],然而這些研究多是基于中低分辨率衛(wèi)星影像,難以應(yīng)用于實(shí)際的管理和防治工作中。自20世紀(jì)70年代末引種廣西以來,互花米草在潮間帶上迅速擴(kuò)張繁殖[15-17]。當(dāng)前對廣西互花米草入侵的研究多集中于生理生態(tài)及其對環(huán)境的影響[18,19],尚未見利用多源多時序高分辨率衛(wèi)星影像監(jiān)測廣西海岸帶互花米草時空動態(tài)分布信息的相關(guān)報道。本研究利用2001-2019年多源多時序高分辨率衛(wèi)星影像對廣西海岸帶互花米草進(jìn)行時空動態(tài)變化分析,掌握其入侵現(xiàn)狀、時空分布特征和動態(tài)擴(kuò)散趨勢,以期為廣西互花米草的科學(xué)治理、海洋生態(tài)環(huán)境保護(hù)以及海岸灘涂可持續(xù)開發(fā)利用提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

廣西海岸線東起合浦縣與廣東接壤的英羅港洗米河口,西至中越交界的北侖河口,東南與海南島隔海相望,南瀕北部灣,地理坐標(biāo)為東經(jīng)107°56′-109°47′,北緯20°54′-21°24′[20]。廣西北部灣(廣西沿岸地區(qū),包括北海市、欽州市及防城港市)位于北部灣北緣,大陸岸線曲折,全長約1 628.59 km;海岸類型多為沖積平原海岸和臺地海岸;氣候?yàn)槟蟻啛釒Ъ撅L(fēng)性氣候,春夏季多暴雨,降水豐沛,多年平均氣溫為22.0-23.4 ℃,全年平均日照時數(shù)為1 561-2 253 h。廣西近岸海域?yàn)椴灰?guī)則全日潮海區(qū),沿岸有南流江、大風(fēng)江、欽江、茅嶺江等獨(dú)立入海河流;多天然港灣,從西往東主要分布有珍珠灣、防城港灣、欽州灣、廉州灣、鐵山港灣等;擁有全國最大的火山島——潿洲島。廣西北部灣沿岸分布有紅樹林、海草床、珊瑚礁等三大典型海洋生態(tài)系統(tǒng),是我國重要的濱海濕地原生分布區(qū)[21]。

1.2 影像數(shù)據(jù)源及預(yù)處理

1.2.1 數(shù)據(jù)源

互花米草主要生長在海岸潮間帶的高潮帶上部至中潮帶下部,具有廣鹽性、耐淹性、強(qiáng)繁殖能力等生理特點(diǎn),為C4植物[22],潮水上漲時多處于水淹狀態(tài),低潮時才會完全裸露。廣西北部灣海域?qū)儆诓灰?guī)則全日潮海區(qū),全日潮時間僅占60%-70%,平均潮差達(dá)2.42 m,為強(qiáng)潮海區(qū)[23]。同時,考慮到處于爆發(fā)期的互花米草斑塊比較碎小,因此,應(yīng)選擇低潮且無云時期的影像。為提高信息提取精度,本研究選取2001-2019年共6期高分辨率影像進(jìn)行互花米草信息提取,通過查閱影像獲取日潮汐表,所選影像均滿足相關(guān)要求。具體參數(shù)見表1。同時收集研究區(qū)相應(yīng)年份的高精度谷歌影像(Google images)、互花米草歷史調(diào)查數(shù)據(jù)、1∶10 000地形圖、數(shù)字高程模型(Digital Elevation Model,DEM)及局部無人機(jī)(Unmanned Aerial Vehicle,UAV)航拍正射影像(采用大疆精靈4 RTK進(jìn)行采集生成,定位精度達(dá)厘米級)等作為輔助數(shù)據(jù)資料。

表1 用于互花米草信息提取的影像數(shù)據(jù)源

1.2.2 影像預(yù)處理

應(yīng)用ENVI5.3遙感圖像處理平臺,結(jié)合參考無人機(jī)航拍正射影像、地形圖及實(shí)測GPS控制點(diǎn)等基礎(chǔ)資料,對原始影像進(jìn)行幾何精校正,并作融合、空間增強(qiáng)、鑲嵌及裁剪等處理?？刂泣c(diǎn)應(yīng)選取待糾正影像和參考影像上均有且均勻分布的明顯特征地物點(diǎn),誤差控制在1個像元內(nèi)。成果影像應(yīng)保持紋理清晰,色調(diào)均勻,便于分辨互花米草與其他植被。

1.3 互花米草空間信息提取

1.3.1 互花米草形態(tài)特征

不同空間分辨率多源影像的互花米草形態(tài)特征不同,構(gòu)建不同空間分辨率影像下互花米草解譯標(biāo)志,直接關(guān)系到信息提取的準(zhǔn)確性。根據(jù)影像數(shù)據(jù)源及已有資料,構(gòu)建同區(qū)域多源多時序影像真彩色互花米草解譯標(biāo)志(圖1)。

圖1 不同空間分辨率多源時序影像的互花米草形態(tài)特征

1.3.2 信息提取與驗(yàn)證

通過野外踏勘,采集互花米草和紅樹林濕地樣本,記錄其GPS坐標(biāo)信息,建立解譯標(biāo)志。在此基礎(chǔ)上采取人機(jī)交互式解譯方法,在ArcGIS軟件平臺對廣西海岸帶紅樹林和互花米草進(jìn)行信息提取,將互花米草斑塊屏幕矢量化。解譯時,盡量做到矢量邊界與紅樹林、互花米草斑塊邊界重合,對于難以辨認(rèn)的邊界,采用Google Earth影像和以往調(diào)查數(shù)據(jù)作為參考,必要情況下實(shí)地GPS定位進(jìn)行邊界界定。同時,對于歷史影像的互花米草判讀,應(yīng)采取由最近影像解譯斑塊往后倒推的方法進(jìn)行反復(fù)研判,即解譯工作應(yīng)按影像成像時間由“近→遠(yuǎn)”(2019年→2016年→2013年→2010年→2008年→2001年)開展,以保證互花米草歷史數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性。解譯完成后,需要選取一定數(shù)量的斑塊進(jìn)行野外核查。將解譯完成的2019年互花米草數(shù)據(jù)與影像數(shù)據(jù)進(jìn)行疊加,生成野外調(diào)查圖與KML數(shù)據(jù)文件,導(dǎo)入手機(jī)或手持GPS進(jìn)行實(shí)地定位,開展野外驗(yàn)證工作。經(jīng)過野外踏查、室內(nèi)修改、專家討論等,最終形成2019、2016、2013、2010、2008、2001年共6期廣西互花米草信息數(shù)據(jù)集。

1.3.3 面積精度評價

以斑塊重疊率法[20,24]對互花米草斑塊進(jìn)行解譯精度驗(yàn)證。原則是需利用更高精度影像解譯成果來檢驗(yàn)此次與其相對應(yīng)的解譯成果,彼此作對比的影像數(shù)據(jù)源,其成像時間應(yīng)盡可能一致,以保證互花米草斑塊獲取時間一致。驗(yàn)證步驟如下:

(1)在ArcGIS軟件平臺生成無人機(jī)影像或衛(wèi)星影像的正射影像后進(jìn)行人機(jī)交互式解譯,準(zhǔn)確提取每個互花米草斑塊的邊界并計算其面積,作為基準(zhǔn)數(shù)據(jù)。

(2)將基準(zhǔn)數(shù)據(jù)和相對應(yīng)的影像解譯斑塊數(shù)據(jù)進(jìn)行疊加分析(Intersect),得到一個新的面圖層,該圖層為兩者疊加的重合部分,計算該圖層面積。

(3)隨機(jī)選取若干個互花米草斑塊參與驗(yàn)證,逐一對參加驗(yàn)證的斑塊進(jìn)行面積誤差和重疊率的計算。圖2為2019年單個互花米草斑塊驗(yàn)證過程。

(a) Boundary extracted by UAV images (2019);(b) Boundary extracted from working images (2019);(c) Overlapping scope between (a) &(b);(d) Overlapping patches.

隨機(jī)選取研究區(qū)域范圍內(nèi)部分互花米草斑塊進(jìn)行驗(yàn)證,經(jīng)計算統(tǒng)計后,由無人機(jī)影像提取的部分互花米草斑塊基準(zhǔn)總面積為20.86 hm2,由工作影像提取的總面積為20.43 hm2,通過疊加分析得到兩者斑塊重疊總面積為19.75 hm2,互花米草總體面積誤差為2.06%,斑塊面積總體重疊率達(dá)94.68%,斑塊面積和空間位置誤差均較小,說明此次互花米草面積解譯結(jié)果較為可靠。

2 結(jié)果與分析

2.1 互花米草分布及其數(shù)量變化趨勢

2.1.1 互花米草空間分布及數(shù)量狀況

以廣西北部灣海岸帶2001-2019年的互花米草空間分布數(shù)據(jù)分析互花米草動態(tài)變化情況(表2、表3、圖3、圖4)。2001、2008、2010、2013、2016、2019年廣西海岸帶互花米草入侵面積分別為46.90、204.05、331.23、608.75、776.99、1 320.79 hm2,斑塊個數(shù)分別為27、689、3 850、4 701、7 130、9 166個。2001-2019年互花米草面積增加了1 273.89 hm2,年均增長率為20.38%。

表2 2001-2019年廣西互花米草面積及變化趨勢

表3 2001-2019年廣西互花米草斑塊數(shù)量及變化趨勢

按市級行政區(qū)域統(tǒng)計分析,互花米草主要分布在北海市和欽州市所轄海岸帶。北海市2001-2019年互花米草入侵面積及斑塊數(shù)量均呈增加趨勢,面積由2001年的46.65 hm2增加到2019年的1 317.06 hm2,斑塊數(shù)則由27個增加到8 960個。欽州市海岸帶在2001年還未監(jiān)測到互花米草入侵, 但2008年已有互花米草面積0.03 hm2,至2019年達(dá)到3.68 hm2。按2019年數(shù)據(jù)統(tǒng)計,北海市互花米草入侵面積占廣西互花米草入侵總面積的99.72%。新發(fā)現(xiàn)防城港市海域互花米草分布點(diǎn)有3處,位于企沙半島東側(cè)近岸灘涂,該處總面積約0.05 hm2。潿洲島互花米草入侵已有相關(guān)文獻(xiàn)報道[25],筆者于2020年5月21日進(jìn)行GPS現(xiàn)場繞測,獲得互花米草分布面積約為0.02 hm2,零星分布有互花米草斑塊8個。

考慮到影像數(shù)據(jù)的空間分辨率一致性,以2008年為基期年統(tǒng)計分析(表4)。2008-2019年,廣西海岸帶互花米草入侵總面積增加了1 116.74 hm2,年均增長率為18.50%;斑塊數(shù)量增加了8 477個,年均增長率為26.53%。2008-2010年間斑塊數(shù)量增長率達(dá)136.39%,說明互花米草在此間呈爆發(fā)式擴(kuò)散增長。雖然2013-2016年面積增長率較低,為8.47%,但斑塊數(shù)量平均增長率卻達(dá)14.89%,表明互花米草入侵區(qū)域進(jìn)一步增加。各時期入侵面積及斑塊數(shù)量平均增長率均為正數(shù),可見廣西海岸帶互花米草仍處于快速擴(kuò)張期。空間分布上,互花米草沿海岸灘涂縱向和橫向擴(kuò)散,從引種點(diǎn)最遠(yuǎn)已擴(kuò)散到達(dá)防城港市港口區(qū)企沙半島東側(cè)近岸灘涂(圖3)。

表4 2008-2019年廣西互花米草面積及斑塊數(shù)量平均增長率

從各海灣或海岸角度分析互花米草入侵狀況(圖4)。2001年,互花米草僅分布在丹兜海及英羅港灣。2008年,互花米草自東向西已入侵到大風(fēng)江口西岸,此時丹兜海正處于互花米草爆發(fā)期,離丹兜海最近的鐵山港灣是互花米草擴(kuò)散的主要區(qū)域,斑塊個數(shù)達(dá)176個,而平均斑塊面積僅為0.05 hm2,說明斑塊擴(kuò)散破碎化,呈多點(diǎn)定植狀態(tài);廉州灣已出現(xiàn)互花米草零星斑塊。2010年,除丹兜海外,北海銀灘至營盤鎮(zhèn)互花米草面積與斑塊數(shù)量均增加較多,其次為沙田鎮(zhèn)至英羅港灣沿岸,處于互花米草的穩(wěn)定擴(kuò)張期。2013年,廉州灣互花米草入侵面積為54.63 hm2,但斑塊數(shù)卻達(dá)到了3 352個,平均斑塊面積僅為0.02 hm2,處于互花米草入侵的快速定植期;這一時期丹兜海、北海銀灘至營盤鎮(zhèn)、鐵山港灣的斑塊數(shù)量有較大幅度減少,意味著相當(dāng)多的碎小斑塊連成了整片,互花米草面積進(jìn)一步增加。2016年,丹兜?；セ撞萑肭州^2013年面積增加放緩,但斑塊數(shù)有所增加,表明互花米草繼續(xù)往周邊灘涂擴(kuò)散定植,此階段鐵山港灣仍然是互花米草的主要擴(kuò)散地,斑塊數(shù)量較2013年增加了1 445個,分布于鐵山港中內(nèi)灣近岸灘涂。2019年,廉州灣、鐵山港灣互花米草面積較2016年分別增加了148.27、156.34 hm2,處于互花米草的爆發(fā)期,并有進(jìn)一步擴(kuò)張的趨勢。

綜上,互花米草面積及斑塊數(shù)量均處于急速遞增階段,表明廣西海岸帶互花米草總體上仍處于爆發(fā)增長期。北海市互花米草爆發(fā)點(diǎn)主要位于北海銀灘至營盤鎮(zhèn)、廉州灣、鐵山港灣、沙田鎮(zhèn)至英羅港近岸灘涂;在欽州大風(fēng)江西海岸互花米草已進(jìn)入定植穩(wěn)定擴(kuò)張階段;防城港市港口區(qū)企沙半島東側(cè)近岸灘涂互花米草入侵尚處于擴(kuò)散早期階段,應(yīng)及時清理與防控。

2.1.2 斑塊面積特征變化趨勢

從廣西海岸帶不同年度互花米草斑塊面積特征看(表5),2001年斑塊平均面積最大,為1.74 hm2,2010年面積最小,為0.09 hm2;2019年最大斑塊面積已達(dá)56.58 hm2;2001年時面積大于1 hm2的斑塊數(shù)量僅為5個,到了2019年已達(dá)201個,2001-2019年,斑塊面積大于1、5、10 hm2的斑塊數(shù)量基本均呈增長趨勢。隨著互花米草入侵的加速,盡管斑塊平均面積呈不規(guī)則變化趨勢,但是最大斑塊的面積仍在繼續(xù)擴(kuò)張,大面積斑塊互花米草數(shù)量明顯增加,大量零星的互花米草斑塊逐漸形成草灘。

表5 不同年度互花米草斑塊面積特征

2.2 自然保護(hù)區(qū)互花米草時空變化

廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)由合浦縣沙田半島東側(cè)的英羅港和西側(cè)的丹兜海兩個區(qū)域組成,保護(hù)區(qū)總面積8 000 hm2,其中海域面積4 970.5 hm2,陸域面積3 029.5 hm2,分別占保護(hù)區(qū)總面積的62.1%和37.9%,總海岸線長40.9 km[26],是我國重要的紅樹林集中分布區(qū)。自引種以來,互花米草大量繁殖,對保護(hù)區(qū)內(nèi)的紅樹林、海草床等生態(tài)系統(tǒng)造成巨大影響。

廣西合浦儒艮國家級自然保護(hù)區(qū)位于廣西北海市合浦縣,東起合浦縣山口鎮(zhèn)英羅港,西至沙田鎮(zhèn)海域,海岸線全長約43 km,總面積350 km2,是我國目前唯一的以儒艮為主要保護(hù)對象的自然保護(hù)區(qū),分布有大面積的海草生態(tài)系統(tǒng),生物多樣性豐富。

基于各保護(hù)區(qū)互花米草入侵面積、斑塊數(shù)量及變化趨勢(表6、表7),統(tǒng)計分析2001-2019年保護(hù)區(qū)互花米草入侵時空動態(tài)特征。結(jié)果表明:廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草入侵面積從2001年的46.90 hm2增長到2019年的485.43 hm2,斑塊數(shù)量從27個增長到1 483個,分別增長了約9、54倍;互花米草入侵面積每時段均呈快速增加趨勢,2001-2010年斑塊數(shù)量急劇增加,達(dá)到2 068個,說明紅樹林保護(hù)區(qū)內(nèi)此階段互花米草處于快速定植擴(kuò)張爆發(fā)期;2010-2013年斑塊數(shù)量急劇下降,減少了1 484個,表明斑塊破碎化程度降低,互花米草成功定植后穩(wěn)定擴(kuò)張;2013-2016年,互花米草入侵面積增加有所減緩,僅增加了20.51 hm2,一定程度上擴(kuò)散有所趨緩,但2016-2019年面積增加了110.49 hm2,同時斑塊數(shù)量增加了496個,表明該階段廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草入侵呈持續(xù)擴(kuò)張?zhí)攸c(diǎn)。以2001年為基期年,2001-2019年,廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草面積增加了438.52 hm2,平均增長率為13.86%,相對廣西海岸帶整體而言擴(kuò)張趨勢有所減緩。一些保護(hù)區(qū)內(nèi)紅樹林林緣及潮溝兩側(cè)淤積灘涂廢棄蝦塘成為互花米草新的擴(kuò)張區(qū)域,面積及斑塊數(shù)呈增加趨勢。

表6 2001-2019年廣西互花米草入侵自然保護(hù)區(qū)面積及變化趨勢

表7 2001-2019年廣西互花米草入侵自然保護(hù)區(qū)斑塊數(shù)量及變化趨勢

由于本研究所使用的影像分辨率所限,廣西合浦儒艮國家級自然保護(hù)區(qū)2001年暫未發(fā)現(xiàn)互花米草的分布,而2008年時已監(jiān)測到互花米草入侵面積3.85 hm2,至2019年達(dá)61.25 hm2,斑塊數(shù)從14個增長到182個,分別增長了約15、12倍。以2008年為基期年,2008-2019年廣西合浦儒艮國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草面積和斑塊數(shù)量年均增長率分別為28.59%、26.26%,面積總體上呈正增長趨勢,斑塊數(shù)量則有所下降,表明廣西合浦儒艮國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草正處于穩(wěn)定擴(kuò)張期,其面積將繼續(xù)呈增加態(tài)勢。

3 討論

3.1 關(guān)于廣西互花米草入侵狀況的爭議和待解決的數(shù)據(jù)偏差問題

廣西有文獻(xiàn)記錄的引種互花米草活動有2次,一次是1979年由合浦縣科學(xué)技術(shù)委員會(簡稱合浦縣科委)與南京大學(xué)合作,在山口鎮(zhèn)山角海灘和黨江鎮(zhèn)沙涌船廠海灘分別引種0.67 hm2和0.27 hm2的互花米草[27],另一次是1994年廣西紅樹林研究中心在山口鎮(zhèn)北界村鹽場海灘移植了0.34 hm2的互花米草[28]。2008年調(diào)查發(fā)現(xiàn)互花米草主要分布在丹兜海、英羅港(山口鎮(zhèn)北界村海灘)、北海銀灘至營盤鎮(zhèn)(青山頭)近岸灘涂[29];2013年調(diào)查發(fā)現(xiàn)互花米草已到達(dá)大風(fēng)江東岸,入侵面積為3.33 hm2[16];2016年調(diào)查發(fā)現(xiàn)互花米草入侵已到達(dá)大風(fēng)江河口西岸中三墩村南部灘涂,面積為0.57 hm2[17]。然而筆者于2019年所做的調(diào)查發(fā)現(xiàn),互花米草2008年已到達(dá)欽州市大風(fēng)江東岸,2013年時已入侵到大風(fēng)江西岸中三墩村南部灘涂,面積為0.13 hm2,斑塊數(shù)量為3個。防城港市江山半島曾發(fā)現(xiàn)一處互花米草斑塊而后被人為清理[16],此次2019年遙感監(jiān)測并結(jié)合地面調(diào)查,發(fā)現(xiàn)防城港市港口區(qū)企沙半島東側(cè)近岸灘涂有互花米草斑塊,面積為0.05 hm2,斑塊數(shù)量為9個。以上分析表明廣西海岸帶互花米草2019年已入侵到北海市、欽州市、防城港市海域?yàn)┩??；セ撞?013年僅在北海市有分布[29]的結(jié)論尚需探討。

查閱廣西互花米草引種歷史資料并結(jié)合近年來發(fā)表的有關(guān)廣西海岸帶互花米草空間分布的相關(guān)研究結(jié)果(表8)可知,因研究方法、影像數(shù)據(jù)類型和技術(shù)手段的差異,通過遙感手段獲取互花米草的面積也存在較大差異。采用GPS繞測斑塊,野外工作量大,且大多灘涂人工難以到達(dá),還受天氣、位置、衛(wèi)星傳輸?shù)纫蛩氐挠绊?加上解譯人員的經(jīng)驗(yàn)不同,精度上會有一定誤差;采用遙感影像監(jiān)測互花米草入侵斑塊(尤其是較小斑塊),對空間分辨率要求較高,且需進(jìn)行大量的野外驗(yàn)證才能降低數(shù)據(jù)誤差,以便準(zhǔn)確揭示廣西海岸帶互花米草入侵時空演變及入侵歷史。

表8 廣西互花米草入侵面積狀況回顧

3.2 廣西互花米草未來擴(kuò)散的趨勢

互花米草具有耐淹、耐鹽、高適應(yīng)性、高繁殖及遺傳等生理特性,種群能快速擴(kuò)張爆發(fā)[22],其擴(kuò)散模式呈點(diǎn)源擴(kuò)散、多點(diǎn)爆發(fā)的特點(diǎn)[1]?；セ撞菰谀程幎ň雍?會通過有性和無性繁殖進(jìn)行擴(kuò)散,以占據(jù)更大的生境空間[31,32],廣西互花米草的擴(kuò)散規(guī)律也表現(xiàn)出類似“引種-定居-擴(kuò)散”的模式[29,33]。始于1979年的廣西互花米草引種活動,除丹兜海成功外,廉州灣以失敗告終[28],2008年營盤鎮(zhèn)青山頭成為新的引種區(qū),現(xiàn)實(shí)中互花米草以丹兜海、營盤鎮(zhèn)青山頭、廉州灣為引種中心向周邊海岸區(qū)域?yàn)┩繑U(kuò)散[16]。由互花米草空間分布及斑塊特征(表2-4、圖3)可知,丹兜海、鐵山港中外灣、英羅港灣已形成較大面積的互花米草斑塊,雖周邊分布有茂密的紅樹林,互花米草難以入侵,但稀疏低矮的紅樹林區(qū)域仍是互花米草入侵風(fēng)險較高區(qū)域。廉州灣雖然沿岸分布有大面積的紅樹林,但是地處南流江河口三角洲,灘涂廣闊,河口常年泥沙淤積,為互花米草提供了良好的生境,可以預(yù)測互花米草在此區(qū)域?qū)^續(xù)向周邊灘涂擴(kuò)散爆發(fā)。鐵山港內(nèi)灣多為泥沙質(zhì)灘涂,且該區(qū)域紅樹林外緣分布有大量光灘,坡度較緩,適合比原生先鋒物種白骨壤(Avicenniamarina)更耐淹的互花米草定植和生長,從分布動態(tài)變化可以看出,該區(qū)域近年來定植較多小斑塊互花米草,成為互花米草面積增加的主要增長區(qū)域之一。營盤鎮(zhèn)青山頭互花米草入侵造成了南康江河口淤積抬升,互花米草大量在外灘擴(kuò)散,目前已進(jìn)入爆發(fā)階段。大風(fēng)江口紅樹林高大密集,灘涂面積較小,互花米草的生存空間有限,但仍會沿著紅樹林林緣繼續(xù)向兩側(cè)擴(kuò)散。丹兜海是廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)所屬區(qū)域,生長有茂密的紅樹林,研究發(fā)現(xiàn),該保護(hù)區(qū)內(nèi)與潮溝相連的廢棄蝦塘是互花米草擴(kuò)散的主要地點(diǎn)[16],2016年監(jiān)測發(fā)現(xiàn),與潮汐連通的廢棄蝦塘中互花米草的分布有擴(kuò)散趨勢[17],2019年互花米草斑塊分布也有部分入侵到廢棄蝦塘。另外,由于人為或自然原因造成的紅樹林退化會導(dǎo)致林相稀疏,互花米草會入侵至林內(nèi),因此,保護(hù)區(qū)沿岸廢棄蝦塘與林相稀疏的紅樹林濕地可能會成為互花米草入侵新的爆發(fā)點(diǎn)。防城港市港口區(qū)企沙半島東側(cè)近岸灘涂和北海市潿洲島互花米草尚處于早期定植階段,短時間內(nèi)應(yīng)不會爆發(fā)擴(kuò)散,但應(yīng)及時治理以防止其繼續(xù)擴(kuò)張。而廉州灣、鐵山港中內(nèi)灣、北海銀灘至營盤鎮(zhèn)海岸以及大風(fēng)江口西岸由于其良好的生境條件,仍將是互花米草擴(kuò)散的主要區(qū)域,未來互花米草分布范圍將會進(jìn)一步擴(kuò)大。

4 結(jié)論

通過分析2001-2019年6個時相的廣西海岸帶互花米草入侵動態(tài)分布信息,可以發(fā)現(xiàn):

(1)2019年,廣西海岸帶互花米草入侵面積為1 320.79 hm2,斑塊數(shù)9 166個。廣西海岸帶互花米草入侵仍處于快速擴(kuò)張階段,2001-2019年,面積增長了1 273.89 hm2,年均增長率為20.38%。以行政區(qū)劃分,互花米草主要分布在北海市、欽州市,北海市互花米草入侵面積占廣西互花米草入侵總面積的99.72%;以港灣劃分,互花米草主要分布在丹兜海、鐵山港灣、廉州灣近岸灘涂。2001-2016年,互花米草擴(kuò)散速率總體呈下降趨勢,2016-2019年總體擴(kuò)散速率有所上升。

(2)大風(fēng)江口西岸灘涂互花米草目前仍處于定植階段,廉州灣、鐵山港中內(nèi)灣、北海銀灘至營盤鎮(zhèn)海岸互花米草斑塊已處于快速爆發(fā)階段,未來將占據(jù)更大的灘涂空間。隨著互花米草擴(kuò)散加快,大斑塊數(shù)量呈增加趨勢特征。廣西山口紅樹林生態(tài)國家級自然保護(hù)區(qū)內(nèi)互花米草擴(kuò)散有所減緩,但不排除繼續(xù)往紅樹林區(qū)擴(kuò)散的可能性;廣西合浦儒艮國家級自然保護(hù)區(qū)互花米草仍處于爆發(fā)階段。防城港市港口區(qū)企沙半島東側(cè)近岸灘涂與北海潿洲島均已出現(xiàn)互花米草小斑塊。廣西海岸帶互花米草入侵趨勢總體上呈由東往西的擴(kuò)散規(guī)律。

(3)遙感數(shù)據(jù)的精度對互花米草信息提取會產(chǎn)生較大影響,應(yīng)盡可能采用高分辨率數(shù)據(jù)源對互花米草進(jìn)行監(jiān)測以保證數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性和可操作性,以滿足管理部門的需要。

(4)必須要高度重視互花米草入侵對廣西近岸海洋生態(tài)系統(tǒng)帶來的威脅,積極采取相應(yīng)措施綜合治理和防控互花米草在廣西北部灣海岸帶的擴(kuò)散,以保護(hù)好該區(qū)域海洋典型生態(tài)系統(tǒng)的完整性。