EN中文

Remote Sensing for Natural Resources >

2025 , Vol. 37 >Issue 2: 246 - 255

DOI: https://doi.org/10.6046/zrzyyg.2023325

Spatiotemporal trajectory of Spartina alterniflora expansion and its impact on landscape patterns in the Yancheng coastal wetland since the 1980s

  • XU Ya ,
  • ZHANG Huabing
Expand
  • North Jiangsu Institute of Agricultural and Rural Modernization, Yancheng Teachers University, Yancheng 224007, China

Received date: 2023-10-31

  Revised date: 2024-06-17

  Online published: 2026-06-03

Fold

Abstract

This study investigated the core area of the Jiangsu Yancheng Wetland National Reserve of Rare Birds based on 12 remote sensing images from 1983 to 2021 as data sources. Specifically, this study explored the spatiotemporal trajectory of Spartina alterniflora expansion and its impact on landscape patterns by combining landscape ecology methods with geographical information system (GIS) technology. The results show that from 1983 to 2021, Spartina alterniflora expanded significantly, leading to a 12.365 fold area increase. It experienced initial expansion, accelerated growth, and stagnation stages, which would be succeeded by the control and elimination stage. Its distribution area manifested a significant linear relationship with time. Its spatiotemporal trajectory was characterized by the migration of the western, eastern, and central clusters. In 1983, 1988, 1992, and 1997, the western clusters migrated primarily toward the southeast. In 2000, 2002, 2006, and 2009, the eastern clusters migrated principally toward the northeast. Both the western and eastern clusters showed a seaward trend. In 2011, 2014, 2017, and 2021, the central clusters displayed a significant landward trend despite disorderly migration. Spartina alterniflora expansion resulted in a cumulative contribution rate of 43.352% to regional landscape structure changes. Its contribution was consistent with its expansion stages, showing a low-high-low pattern. The area of Spartina alterniflora was significantly correlated with the regional landscape pattern index. The landscape pattern of Spartina alterniflora was significantly correlated with the regional landscape pattern, with significant correlations between type-scale indices, including largest patch index (LPI), total edge (TE), edge density (ED), and fractal dimension index of area-weighted mean (FRAC_ AM), and the regional landscape pattern index at the significance level of 0.01. However, the area of Spartina alterniflora was significantly negatively correlated with habitat quality. Overall, the results of this study suggest that the expansion of Spartina alterniflora profoundly affects landscape patterns and functions, warranting control according to local conditions.

Key words： Spartina alterniflora; spatiotemporal trajectory; landscape pattern; rate of contribution to landscape change; Yancheng coastal wetland

Cite this article

XU Ya , ZHANG Huabing . Spatiotemporal trajectory of Spartina alterniflora expansion and its impact on landscape patterns in the Yancheng coastal wetland since the 1980s[J]. Remote Sensing for Natural Resources, 2025 , 37(2) : 246 -255 . DOI: 10.6046/zrzyyg.2023325

0 引言

互花米草(Spartina alterniflora)是一种多年生草本植物,原产于美洲大西洋沿岸,20世纪70年代末,作为促淤造陆和海岸保护的生态工程项目引入到我国,因其超强的竞争力和繁殖能力,在我国沿海从北到南广泛分布[1],已成为我国滨海湿地的优势群落,在防风护岸、促淤造陆等方面发挥了积极的作用。但同时也对我国滨海地区的生物安全和生态系统稳定造成了极大危害,已成为全球滨海湿地生态系统中最严重的入侵植物,被列入《中国第一批外来入侵物种名单》中。因此,互花米草快速蔓延的特性及其负面效应已成为滨海地区关注的焦点问题。
盐城滨海湿地地处江苏中部沿海,是我国乃至世界集潮间带滩涂、潮汐、河流、盐沼、芦苇沼泽和互花米草沼泽于一体的最典型和最具代表性的淤泥质海滨湿地分布区之一。互花米草的生存和扩散机制,使其在滨海湿地上能够迅速的占据生长空间,发展成为区域的先锋群落和优势群落[2-3],对区域发展产生了一系列的影响,已引起了广泛关注。监测入侵植物的空间格局对于有效的生态系统管理至关重要,随着遥感和地理信息技术的发展,大尺度、长期监测已成为现实[4-7]。基于遥感影像,利用多种方法有效提取互花米草群落信息,取得了很好的精度。研究系统分析了互花米草群落在盐城滨海湿地的扩张的阶段特征[8-9],指出盐城滨海湿地互花米草盐沼的质心变化呈现先向南后向北的变化特征[10-11]; 光滩和碱蓬沼泽是互花米草沼泽转入的主要景观类型; 养殖池、耕地、建设用地等是互花米草沼泽转出的主要类型[12]。侵蚀区的侵蚀作用限制了互花米草的扩散蔓延,淤积区海岸带较为宽广,互花米草扩散效果明显[13]。盐城国家级自然保护区核心区内互花米草分布面积显著增加,互花米草由斑块分布发展为连续分布[14]; 在空间扩张上经历了由以向海为主,转变为向陆地扩张为主[15]; 核心区景观结构逐渐由4个景观带变为3个景观带[16]; 种间竞争也由互花米草与碱蓬,转变为互花米草与芦苇的竞争为主导[17]。进一步分析了互花米草扩张对滨海湿地水文地貌过程的影响,互花米草区的促淤速率是同为淤长型海岸的无草区的2~3倍,加快了泥滩向海的淤进速度,增加了滨海湿地滩面坡度[18]; 改变了滨海湿地在海陆方向上的地貌格局[19]; 使得潮沟系统的宽度与长度减小、互花米草内潮沟的数量与分支增多[20]。指出互花米草对生境的影响,区域逐渐形成单一的植物群落,使鸟类栖息地的多样性下降,适宜性生境数量持续下降[21-24]; 然而互花米草样地内底栖甲壳动物和鱼类物种丰富度更高[25]; 改变被入侵区域土壤微生物种群和群落的结构与功能[26-28]。互花米草入侵对滨海湿地碳、氮、磷、有机质等重要元素的生态过程产生了重要的影响。互花米草入侵改变了盐沼湿地土壤碳、氮含量,进而影响土壤养分资源配比的平衡状态[16,29-34]。总之,不同尺度上互花米草时空变化的研究已取得了一系列显著的成果,深入开展了互花米草入侵对滨海湿地的水文地貌过程、生物多样性和地球化学过程的影响研究,为进一步开展互花米草综合治理奠定了基础。
盐城滨海湿地是我国第一个滨海湿地类型自然遗产,是江苏省第一个世界自然遗产,基本保持了天然的生态结构与功能,是珍稀濒危候鸟不可替代的自然栖息地,具有全球突出普遍价值。互花米草入侵已严重威胁区域生态功能,因此,加强互花米草时空分布轨迹研究,有助于揭示互花米草的扩散蔓延机理,可为研究区互花米草综合治理提供理论参照。因此,本文以盐城国家级珍禽自然保护区核心区为研究对象,以1983—2021年12期系列遥感影像为数据源,通过定量模型分析互花米草对区域结构与格局变化的影响,可为研究区互花米草的科学治理与生境质量恢复提供参考。

1 研究区概况与数据源

1.1 研究区概况

江苏盐城国家级珍禽自然保护区介于32°20'~34°37'N,119°29'~121°16'E之间,位于江苏省中部沿海地区,东临黄海,海岸线长约582 km,保护区面积为2.47×105 hm2,是亚洲大陆面积最大的淤泥质滨海湿地,是全国互花米草入侵面积最大的区域之一。江苏盐城国家级珍禽自然保护区核心区(图1)北至新洋港,南至斗龙港,为典型的淤长型潮滩湿地,总面积约1.92×104 hm2。核心区以中路港道路为界,分为南北2部分,北部进行了大面积的人工芦苇沼泽恢复,植被的自然演替被破坏,为典型的人工管理区; 南部主要受潮汐等自然条件影响,人类活动影响较小,植被自然演替特征明显,为典型的自然条件控制区。本研究选择南部自然条件控制区为案例,地表覆被从陆向海依次为芦苇、碱蓬、互花米草、光滩。
图1 研究区位置

Fig.1 The location of the study area

1.2 数据源及处理

以1983年的MSS影像,1988年、1992年、1997年、2000年、2002年、2006年、2009年、2011年、2014年、2017年和2021年的TM遥感影像为数据源。在ENVI5.0中,通过遥感影像预处理、增强处理、非监督分类、决策树分类后; 在ArcGIS 10.0中,对分类结果进行改进,并通过精度验证,完成滨海湿地植被类型图的制作。以2006年TM遥感影像为例,具体步骤如下:
1)遥感影像预处理。首先,在ENVI中,运用FLAASH大气校正模块对图像进行大气校正,以获取地表反射率的真实参数; 然后,在图上选择典型标志点,采用3台GPS定位,取平均值来确定控制点坐标; 最后,采用最邻近像元重采样和二次多项式的计算方法进行几何纠正,使RMS小于0.5个像元。为了统一研究区的面积,兼顾其他景观类型的完整性,以2011年遥感影像为基础,在ENVI运用Basic Tools—Subset Data Via ROIs进行统一裁剪。
2)图像增强处理。选择B1—B5和B7,运用Principal Components模块进行主成分分析,前3个主成分(PC1—PC3)的累计贡献率超过了99.50%,这样既能包括尽量多的信息,也能减少数据的维数,然后进行RGB合成以突出地物的反差。进一步运用HPF变换(3×3的变换核)对全色波段(B8)进行增强处理,既保存了高频信息,又消除图像中的低频信息,特别可以用来增强不同区域之间的边缘。最后,在ENVI中,运用Transform—Color Transform—RGB to HSV,对多光谱彩色进行空间变换。将高分辨图像与彩色空间变化后的V波段进行直方图匹配,将V波段保存为Float point类型。再运用与高分辨率图像进行匹配过的V波段,进行彩色空间的反变换,即HSV to RGB,完成多光谱与全色波段的图像融合。
3)图像分类。在ENVI中运用Classification—Unsupervised—Isodata分类模块,初始分类数量设置为30类,将按照30类地物分类的图像进行合并处理,并重新赋值,尽最大可能地将海滨湿地的地物归纳为水面、芦苇、碱蓬、米草和光滩等5类。由于水面具有固定的位置,可以根据实际情况判读,操作中关键要区别出芦苇、碱蓬、米草和光滩等4类。
由于滨海湿地遥感影像光谱比较复杂,特别是互花米草和芦苇存在着“异物同谱”的特征,仅依靠非监督分类方法难以获得较高的解译精度。所以,采用决策树对初次分类结果进行改进。首先利用Transform—NDVI模块,生成归一化植被指数NDVI图像。然后,运用Basic Tool中感兴趣区(region of interest,ROI)选择不同地物区选择感兴趣区,统计B1—B5和B7等波段、PC1—PC3组分和NDVI植被指数的光谱特征,进而归纳提取出可以区分开各类地物的阈值,见图2。
图2 决策树分类

Fig.2 Decision tree classification

4)结果改进与精度验证。将运用决策树法分类后的栅格图像转为矢量图,导入ArcGIS中,根据历史资料以及野外调查的结果,对分类结果进行修正。第一,根据地物在遥感影像上的规则几何形状,可以目视解译出河道和水面的范围。第二,根据生态学的基本知识以及野外调查的结果,解译后的图像上空间分布明显错误的区域进行修正,如互花米草分布在水塘的周围应改为芦苇,在光滩上分布的水面(养殖塘)则应改成光滩等。将上述出现的错分或误分现象,进行修正,提高分类精度。修正后,在ENVI中采用Using Ground Truth ROIs构建Confusion Matrix进行进度验证,选择150个样本,每类地物至少20个样本,进行总体分类精度检验,结果显示总体精度超过了90%,Kappa系数为大于 0.9。最后,在ArcGIS中完成研究区系列景观图的绘制。

2 研究方法

2.1 景观指数选择

景观格局指数是高度浓缩的景观格局信息,能够反映景观结构和空间配置信息。可选取景观类型百分比(percentage of landscape, PLAND)、最大斑块指数(largest patch index, LPI)、总边缘长度(total edge, TE)、边缘密度(edge density, ED)、聚集度指数(aggregation index, AI)、面积加权平均分维度(fractal dimension index of area-weighted mean, FRAC_AM)、景观多样性指数(Shannońs diversity index, SHDI)、景观形状指数(landscape shape index, LSI)等指标来描述景观空间格局特征。

2.2 景观变化贡献率

在景观转移矩阵的基础上,构建景观变化贡献率模型。转移矩阵不仅可以分析区域景观整体变化情况,还可以分析某一个景观的变化情况。具体公式如下:
P = P 11 … P 1 n ︙ ⋱ ︙ P n 1 … P n n ,
C = Δ P 米 ∑ i = 1 n ∑ j = 1 n P i j - ( P 11 + P 22 + … + P n n ) × 100 % ,
式中: P为景观类型的面积; n为湿地景观类型数; i, j分别为研究初期与末期的湿地景观类型; Pij为由i类型景观转变为j类型景观面积; C为景观变化贡献率; Δ P 米为研究初期与末期的互花米草变化面积。

2.3 相关分析

相关分析可以解释2个要素之间相互关系的密切程度。研究中通过相关分析,阐明互花米草扩张与时间的关系、互花米草景观格局与区域景观格局的关系,以验证互花米草扩张对区域景观结构与格局的影响。具体公式如下:
r x y = ∑ i = 1 m ( x i - x - ) ( y i - y - ) ∑ i = 1 m ( x i - x - ) 2 ∑ i = 1 m ( y i - y - ) 2 ,
y = a x + b ,
式中: r x y为要素x,y的相关系数; x -为要素x的平均值; y -为要素y的平均值; a,b为回归系数。

3 结果分析

3.1 互花米草时空轨迹

3.1.1 互花米草面积与格局变化

遥感图像的解译结果如图3所示。从图3中可以看出: 1983—2021年,互花米草面积总体呈持续扩张趋势,从268.761 hm2增加至3 592.080 hm2,面积增加了12.365倍。结合图像与政策变化看,可将案例区互花米草面积变化分为4个阶段: 1983—1997年为第一阶段,即初始扩张阶段,增长速率较慢,增长速率为46.043 hm2/a,面积百分比从2.376%增加到8.191%。1997—2006年为第二阶段,即加速增长阶段,面积增长速度显著增加,增长速率为224.138 hm2/a,互花米草面积百分比增加至25.91%。2006—2021年为第三阶段,即停滞增长阶段,增长速度大幅度回落,增长速率为44.099 hm2/a,面积百分比最终维持在30%左右。根据盐城市人民政府印发的《盐城市互花米草治理专项行动实施方案(2023—2025年)》,从2023年开始,将进入第四阶段,即治理消除阶段。进一步以时间为自变量,以互花米草面积为因变量,发现互花米草面积变化与时间之间呈显著的正相关(图4),相关系数达0.949,R2=0.901(显著性水平为0.05, S i g F),回归方程为 y = 113.22 x - 224   602。
图3 研究区景观变化

Fig.3 Landscape changes of the study area

图4 互花米草面积与时间的线性关系

Fig.4 Linear relationship between area of Spartina alterniflora and year

从类型尺度上,分析互花米草格局指数变化(表1、表2),LPI,TE,ED,AI,FRAC_AM与互花米草面积变化表现出比较高的一致性(表1),在显著性水平为0.05下,正相关显著,与互花米草面积相关系数分别为0.982, 0.834, 0.836, 0.821和0.814。LSI起伏变化不定,与互花米草面积变化关系不明显。
表1 互花米草景观格局指数变化

Tab.1 Pattern index changes of Spartina alterniflora

年份 LPI TE ED AI FRAC_AM LSI
1983年 1.462 20 592.047 1.821 90.995 1.062 3.393
1988年 1.011 34 792.460 3.092 85.837 1.114 5.066
1992年 1.087 33 159.686 2.934 87.507 1.104 4.810
1997年 6.560 40 596.982 3.641 94.256 1.109 3.832
2000年 10.874 113 108.751 10.000 92.480 1.138 6.596
2002年 11.499 57 881.943 5.117 96.978 1.103 3.359
2006年 25.626 86 203.383 7.621 96.463 1.155 4.201
2009年 27.190 93 283.743 8.247 96.316 1.173 4.426
2011年 33.466 123 198.264 10.892 96.048 1.157 5.137
2014年 30.570 91 104.741 8.192 96.743 1.157 4.209
2017年 31.674 74 166.771 6.557 97.676 1.137 3.335
2021年 31.414 151 121.920 13.325 94.422 1.202 6.480
表2 互花米草面积与其景观格局的相关性

Tab.2 Correlation between the area and landscape pattern of Spartina alterniflora

r LPI TE ED AI FRAC_AM LSI
互花
米草		 0.982**① 0.834** 0.836** 0.821** 0.814** 0.145

①“**”表示在0.01水平上显著相关。

3.1.2 互花米草时空轨迹

通过对互花米草质心移动轨迹看(图5),1983—2021年,研究区互花米草累积向东南方向移动了1 430.849 m,其中以向东移动为主,移动了1 382.601 m。从移动轨迹的二维平面图可以看出,互花米草移动轨迹可以分为3个组团: 1983年、1988年、1992年和1997年为第一组,称为西部组团,质心点整体上在“西北—东南”方向移动,累计向东南方向移动了1 642.638 m,其中以向南移动为主,移动了1 570.967 m。2000年、2002年、2006年和2009年为第二组,称为东部组团,质心整体上在“东北—西南”方向移动; 从西部组团到东部组团,累计向东北方向移动了1 229.052 m,其中以向东移动为主,移动了1 074.892 m。从西部组团和东部组团的互花米草移动轨迹看,这2个时期互花米草的扩张以向海洋方向扩张占据主导。2011年、2014年、2017年和2021年为第三组,称为中部组团,质心移动表现出明显的无序性,2011—2014—2017—2021年间移动方向呈现出“东北—西南—西北”的变化; 从东部组团到西部组团,累计向西北方向移动了770.856 m,其中向北移动了644.923 m,向西移动了330.730 m,向北移动大于向西移动。从东部组团到中部组团,互花米草的扩张以向海洋方向扩张为主,中部组团的无序性可能与海岸侵蚀、互花米草扩张模式有关。
图5 互花米草时空轨迹

Fig.5 Spatiotemporal trajectory of Spartina alterniflora

3.2 互花米草扩张对区域景观格局的影响

3.2.1 互花米草扩张对区域景观结构的影响

互花米草沼泽作为区域景观结构的重要组成部分,其面积扩张是区域景观结构变化的重要组表征。通过景观变化贡献率计算(表3),得出1983—2021年、1983—1997年、1997—2006年、2006—2021年互花米草扩张对区域景观结构变化的贡献率。由表3可知,1983—2021年,研究区景观变化面积为7 665.844 hm2,互花米草对其变化的累积贡献率为43.352%。从阶段来看,互花米草扩张的贡献率经历了“低→高→低”的过程,与互花米草的面积变化表现出明显的一致性。具体看,1983—1997年,互花米草扩张对景观结构变化的贡献率为21.190%; 1997—2006年,互花米草扩张对景观结构变化的贡献率升至41.968%; 2006—2021年,互花米草扩张对景观结构变化的贡献率又降至21.908%。从互花米草面积扩张对景观结构变化的贡献率看,互花米草面积扩张驱动着研究区景观结构发生快速演变。
表3 互花米草扩张对景观结构变化的贡献率

Tab.3 Contribution rate of Spartina alterniflora expansion to landscape structure change

时段 互花米草扩
张面积/hm2		 区域景观变
化面积/hm2		 贡献率/%
1983—1997年 644.604 2 461.286 26.190
1997—2006年 2 017.240 4 807.768 41.968
2006—2021年 661.478 3 019.392 21.908
1983—2021年 3 323.321 7 665.844 43.352

3.2.2 互花米草面积扩张对区域景观格局的影响

互花米草面积扩张改变了滨海湿地景观结构,对区域景观格局产生了深远的影响。从互花米草面积与区域景观格局指数的相关性分析结果(表4)看,二者之间存在着显著的相关性。LPI,AI与互花米草面积扩张呈负相关,LPI在显著性水平0.01下,相关系数为-0.914; AI在显著性水平0.05下,相关系数为-0.706。在显著性水平0.01下,TE,ED,FRAC_AM,LSI,SHDI与互花米草面积扩张呈正相关,相关系数分别为0.741,0.742,0.709,0.741和0.915。从图3的景观格局变化可知,互花米草面积扩张对区域景观格局的几何形态影响深刻,特别是从1997年以后图像上可以看出,区域由原生演替(光滩→碱蓬→芦苇)的3条带格局,即从陆到海的“芦苇—碱蓬—光滩”格局; 在2000年,在演替序列上增加了光滩→互花米草的序列,致使区域形成了4条带格局,即从陆到海“芦苇—碱蓬—互花米草—光滩”格局; 2000年以后,演替序列变成了“碱蓬→芦苇”、“碱蓬→互花米草”、“光滩→互花米草”的3序列演替,区域景观格局逐渐向3条带格局转变,即从陆到海“芦苇—互花米草—光滩”格局,碱蓬基本消失; 未来随着互花米草的彻底根除,本地物种的恢复,研究区有可能又恢复到初始的“芦苇—碱蓬—光滩”3条带格局。
表4 互花米草面积与区域景观格局的相关性

Tab.4 Correlation between Spartina alterniflora area and region landscape pattern

r LPI TE ED AI FRAC_AM LSI SHDI
互花米草 -0.914**① 0.741** 0.742** -0.706* 0.709** 0.741** 0.915**

①“**”表示在0.01水平上显著相关,“*”表示在0.05水平上显著相关。

3.2.3 互花米草景观格局对区域景观格局的影响

互花米草是区域重要的景观类型之一,探索类型尺度上互花米草景观格局与区域景观格局的关系,可以进一步明晰互花米草对区域景观格局变化影响的程度。从表5可以看出,类型尺度的景观格局指数与区域LPI,AI呈负相关; 与区域TE,ED,FRAC_AM,LSI,SHDI呈正相关。类型尺度上的LPI,TE,ED,FRAC_AM与区域景观格局指数都在显著性水平0.01下显著相关; 类型尺度上的AI仅与区域的LPI在显著性水平0.01下呈负相关、与SHDI在显著性水平0.01下呈正相关。类型尺度上的LSI与区域AI在显著性水平0.05下呈负相关、与TE,ED,FRAC_AM,LSI在显著性水平0.05下呈负相关。
表5 互花米草景观格局与区域景观格局的相关性

Tab.5 Correlation between Spartina alterniflora landscape pattern and region landscape pattern

类型 区域景观
LPI TE ED AI FRAC_AM LSI SHDI
LPI -0.874**① 0.740** 0.742** -0.709** 0.734** 0.741** 0.880**
TE -0.806** 0.927** 0.926** -0.909** 0.852** 0.926** 0.824**
ED -0.808** 0.927** 0.926** -0.909** 0.853** 0.926** 0.827**
AI -0.856** 0.413 0.416 -0.367 0.345 0.414 0.854**
FRAC_AM -0.811** 0.871** 0.871** -0.855** 0.880** 0.871** 0.815**
LSI -0.165 0.641* 0.638* -0.659* 0.625* 0.640* 0.185

①“**”表示在0.01水平上显著相关,“*”表示在0.05水平上显著相关。

从同一指标在不同尺度上的关联性看,可以进一步说明互花米草扩张对区域景观格局的影响。总体上景观格局指数在互花米草类型尺度和区域景观尺度上表现出较强的相关性。从表5中可以看出,在0.01显著性水平下,LPI在互花米草类型尺度与区域景观尺度上呈显著负相关,TE,ED,FRAC_AM,LSI在互花米草类型尺度与区域景观尺度上呈显著正相关,只有AI在2个尺度上相关性不显著。从上述分析结果看,互花米草景观格局与区域景观格局的高关联性,能够反映互花米草扩张已是区域景观结构与格局变化的重要驱动因素,是区域生态质量重要的影响因子。

3.3 互花米草对栖息地格局的影响

以丹顶鹤越冬栖息地需求为导向,芦苇沼泽和碱蓬沼泽是丹顶鹤越冬最为适宜的景观类型; 互花米草具有保滩护岸功能,保护了栖息地的存在,但是不适宜丹顶鹤越冬栖息和觅食,从栖息类型的视角,是最不适合的景观类型; 光滩对于越冬鸟类在食物的可获得性方面要强于互花米草沼泽。因此,可以说景观结构与格局就是研究区栖息地适宜性格局的反应。
互花米草的扩张改变了研究区的植被结构、地貌格局和水文过程,并导致生态系统服务功能的变化。团队前期研究结果表明[9]: 随着互花米草面积的扩大,生境退化越严重,生境质量下降越明显; 生境质量与互花米草线性关系显著,呈显著负相关。互花米草的底栖生物丰富,地表植被高度往往在1.5 m以上。但是,互花米草的植被覆盖率高达90%~100%,经过2 a或以上时间的生长,互花米草群落中几乎没有其他植被相间。另一方面,互花米草对潮汐的阻挡作用抑制了碱蓬的生长,并对依赖碱蓬群落繁殖和栖息地的鸟类产生了不利影响[10]。互花米草的扩张逐渐形成了单一的植物群落,不适合鸟类的栖息地和繁殖[2],降低了鸟类栖息地的生物多样性和适宜栖息地的数量,鸟类群落结构趋于简化,而原生植物群落碱蓬在鸟类的越冬和繁殖过程中发挥了重要作用。因此,有必要采取措施保护和恢复碱蓬沼泽,控制互花米草规模[24]。

4 结论

1)互花米草持续扩张且阶段性特征明显,1983—2021年,经历了初始扩张、加速增长和停滞增长3个阶段; 互花米草面积扩张与时间呈显著正相关。互花米草时空轨迹呈现3组团,按照空间分布分为西部组团、东部组团和中部组团: 西部组团表现出向东南方向扩张特征; 东部组团表示出向东北方向扩张的特征; 中部组团的扩张方向虽然无序性,但向陆方向愈加明显。互花米草面积扩张对区域景观结构变化的累积贡献率达到43.352%,对区域景观结构变化的贡献率经历了“低→高→低”的过程,与互花米草的面积扩张具有一致性。互花米草面积扩张与区域景观格局指数具有显著的关联性,影响着区域景观带状分布格局的变化; 而且类型尺度上的互花米草景观格局与区域景观格局具有较高的关联性,说明互花米草扩张对区域景观格局时空特征具有重要的影响。互花米草扩张对区域栖息地格局产生深远的影响。
2)互花米草在盐城滨海湿地于20世纪80年代引种成功,至20世纪90年代形成较大面积群落后迅速扩张为南北延绵宽数千米的带状分布格局[10],在防风护岸、促淤造陆等方面发挥了积极的作用,有效延缓了横向上海岸的向陆侵蚀、纵向上海岸向南侵蚀,保护了滨海湿地潮滩面和滨海湿地生态系统,维持了鸟类赖以栖息地立地条件; 根据对研究区实地监测,促淤高度超过了1.5 m。但是其负面效应也十分明显,而且越来越凸显,研究区内互花米草已与芦苇相连,碱蓬已濒临消失,互花米草的扩张速度已超过了预期; 互花米草入侵,致使区内适宜鸟类觅食、栖息的碱蓬群落面积急剧减少,严重影响了栖息地生境和本土植物的生存空间; 这些负面效应亟须行之有效的互花米草治理技术。为此,2022年12月5日,国家林业和草原局、自然资源部、生态环境部、水利部、农业农村部会同有关部门编制了《互花米草防治专项行动计划(2022—2025年)》,要求强化治理互花米草入侵区域,其中提到“防治重点区域是江苏、浙江、上海、山东、福建、广西等省份”。盐城市人民政府办公室专门印发了《盐城市互花米草治理专项行动实施方案(2023—2025年)》,提出2025年底前完成全市约23.287万亩➊（➊1亩≈666.67 m2）互花米草的治理,并且提出“加强治理后跟踪监测与防治,结合实际科学开展治理区域生态修复,滨海生态环境得到初步改善”的目标。盐城国家级珍禽自然保护区核心区内,中心路北侧已完成386.1 hm2的防治方案,分为4个片区,分别采用深翻技术、刈割—淡水水淹技术、碾压—疏沟起陇技术、碾压—覆膜技术,并通过后期的持续监测,比较不同治理模式的效果; 计划在2023年采用深翻技术完成研究区内16 575亩互花米草的治理。就目前的治理方式,总体上的方案就是清除互花米草、通过生境恢复营造鸟类适宜的栖息地。
3)盐城滨海湿地“南淤北蚀”“蚀进淤退”的地貌过程特征,又需要发挥互花米草的促淤功能,减缓岸滩侵蚀过程; 互花米草群落支持的底栖生物也可为某些濒危鸟类提供了食物,以及在生物炭、生态护坡材料和水体净化材料等方面的综合利用功能,又体现了互花米草在滨海湿地生态维护中的积极作用; 甚至对人体健康也有积极的影响[35]。鉴于此,一方面需要科学认识互花米草在盐城滨海湿地岸滩保护中的作用机理,厘清互花米草的扩散蔓延机制为互花米草治理提供理论支撑; 另一方面,也需要从多功能视角科学界定互花米草治理的空间边界,提倡适度规模的互花米草治理,即为保滩护岸需要保留一定宽度的互花米草,杜绝互花米草进一步向陆地方向蔓延; 同时,要创新技术,努力实现互花米草的合理利用,探索适合盐城滨海湿地的互花米草高效治理路径。

References

Publishing order | Descend order by publishing year | Descend order by cited within
[1]
张丹华, 胡远满, 刘淼. 基于Maxent生态位模型的互花米草在我国沿海的潜在分布[J]. 应用生态学报, 2019, 30(7):2329-2337.

DOI

Zhang D H, Hu Y M, Liu M. Potential distribution of Spartinal alterniflora in China coastal areas based on Maxent niche model[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2019, 30(7):2329-2337.

[2]
陈正勇, 王国祥, 刘金娥, 等. 苏北潮滩群落交错带互花米草斑块与土著种竞争关系研究[J]. 生态环境学报, 2011, 20(10):1436-1442.

DOI

Chen Z Y, Wang G X, Liu J E, et al. Relative competitive ability of Spartina alterniflora patches to native species in tidal zone ecotone of North Jiangsu[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2011, 20(10):1436-1442.

[3]
袁红伟, 李守中, 郑怀舟, 等. 外来种互花米草对中国海滨湿地生态系统的影响评价及对策[J]. 海洋通报, 2009, 28(6):122-128.

Yuan H W, Li S Z, Zheng H Z, et al. Evaluation of the influences of foreign Spartina alterniflora on ecosystem of Chinese coastal wetland and its countermeasures[J]. Marine Science Bulletin, 2009, 28(6):122-128.

[4]
Liu M, Mao D, Wang Z, et al. Rapid invasion of Spartina alterniflora in the coastal zone of mainland China:New observations from landsat OLI images[J]. Remote Sensing, 2018, 10(12):1933.

[5]
Zhu X, Meng L, Zhang Y, et al. Tidal and meteorological influences on the growth of invasive Spartina alterniflora:Evidence from UAV remote sensing[J]. Remote Sensing, 2019, 11(10):1208.

[6]
沈鸿坤, 赵博义, 陈铭洋, 等. 1995—2019年广西山口红树林国家级自然保护区互花米草和红树林面积变化[J]. 应用生态学报, 2022, 33(2):397-404.

DOI

Shen H K, Zhao B Y, Chen M Y, et al. Changes of the area of Spartina alterniflora and mangroves in Guangxi Shankou Mangrove National Nature Reserve from 1995 to 2019[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2022, 33(2):397-404.

[7]
岳英洁, 朱玉玲, 毕永坤, 等. 基于无人机遥感监测的互花米草破碎斑块分布特征研究[J]. 海洋湖沼通报, 2022, 44(4):73-81.

Yue Y J, Zhu Y L, Bi Y K, et al. Study on the distribution characteristics of Spartina alterniflora broken patchs based on UAV remote sensing monitoring[J]. Transactions of Oceanology and Limnology, 2022, 44(4):73-81.

[8]
Zhang R S, Shen Y M, Lu L Y, et al. Formation of Spartina alterniflora salt marshes on the coast of Jiangsu Province,China[J]. Ecological Engineering, 2004, 23(2):95-105.

[9]
张华兵, 甄艳, 吴菲儿, 等. 滨海湿地生境质量演变与互花米草扩张的关系——以江苏盐城国家级珍禽自然保护区为例[J]. 资源科学, 2020, 42(5):1004-1014.

DOI

Zhang H B, Zhen Y, Wu F E, et al. Relationship between habitat quality change and the expansion of Spartina alterniflora in the coastal area:Taking Yancheng National Nature Reserve in Jiangsu Province as an example[J]. Resources Science, 2020, 42(5):1004-1014.

[10]
刘春悦, 张树清, 江红星, 等. 江苏盐城滨海湿地外来种互花米草的时空动态及景观格局[J]. 应用生态学报, 2009, 20(4):901-908.

Liu C Y, Zhang S Q, Jiang H X, et al. Spatiotemporal dynamics and landscape pattern of alien species Spartina alterniflora in Yancheng coastal wetlands of Jiangsu Province,China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2009, 20(4):901-908.

[11]
刘永学, 张忍顺, 李满春. 江苏沿海互花米草盐沼动态变化及影响因素研究[J]. 海洋地质动态, 2004, 20(2):18-21,51.

Liu Y X, Zhang R S, Li M C. Approach on the dynamic change and influence factors of Spartina alterniflora loisel saltmarsh along the coast of the Jiangsu Province[J]. Marine Geology Letters, 2004, 20(2):18-21,51.

[12]
郝敬锋, 刘红玉, 李玉凤, 等. 基于转移矩阵模型的江苏海滨湿地资源时空演变特征及驱动机制分析[J]. 自然资源学报, 2010, 25(11):1918-1929.

Hao J F, Liu H Y, Li Y F, et al. Spatio-temporal variation and driving forces of the coastal wetland resources based on the transition matrix in Jiangsu Province[J]. Journal of Natural Resources, 2010, 25(11):1918-1929.

[13]
方仁建, 沈永明, 吴德力. 江苏盐城不同沉积岸段湿地景观格局及其时空演变[J]. 生态学杂志, 2014, 33(4):1096-1103.

Fang R J, Shen Y M, Wu D L. Landscape pattern change in different sedimentary coastal areas of Yancheng,Jiangsu[J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(4):1096-1103.

[14]
王聪, 刘红玉. 江苏淤泥质潮滩湿地互花米草扩张对湿地景观的影响[J]. 资源科学, 2014, 36(11):2413-2422.

Wang C, Liu H Y. The impact ofSpartina alterniflora expansion on vegetation landscapes in the Yancheng tidal flat wetland[J]. Resources Science, 2014, 36(11):2413-2422.

[15]
张华兵, 刘红玉, 侯明行. 人工管理和自然驱动下盐城海滨湿地互花米草沼泽演变及空间差异[J]. 生态学报, 2013, 33(15):4767-4775.

Zhang H B, Liu H Y, Hou M H. Spatiotemporal characteristics of Spartina alterniflora marsh change in the coastal wetlands of Yancheng caused by natural processes and human activities[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(15):4767-4775.

[16]
张华兵, 刘红玉, 侯明行, 等. 海滨湿地景观过程模型与模拟研究——以江苏盐城保护区核心区为例[J]. 自然资源学报, 2014, 29(7):1105-1115.

DOI

Zhang H B, Liu H Y, Hou M H, et al. Building model based on processes and simulating landscape change in the coastal wetlands—a case study of the core area in Yancheng natural reserve[J]. Journal of Natural Resources, 2014, 29(7):1105-1115.

[17]
王娟, 张华兵, 刘玉卿, 等. 盐城滨海湿地植物群落种间格局与竞争的关系研究[J]. 生态学报, 2020, 40(24):8966-8973.

Wang J, Zhang H B, Liu Y Q, et al. Interspecific pattern and competitive relationship of plant community in Yancheng coastal wetland[J]. Acta Ecologica Sinica, 2020, 40(24):8966-8973.

[18]
张学勤, 王国祥, 王艳红, 等. 江苏盐城沿海滩涂淤蚀及湿地植被消长变化[J]. 海洋科学, 2006, 30(6):35-39,45.

Zhang X Q, Wang G X, Wang Y H, et al. The changes of erosion or progradation of tidal flat and retreat or extension of wetland vegetation of the Yancheng coast,Jiangsu[J]. Marine Sciences, 2006, 30(6):35-39,45.

[19]
侯明行, 刘红玉, 张华兵, 等. 地形因子对盐城滨海湿地景观分布与演变的影响[J]. 生态学报, 2013, 33(12):3765-3773.

Hou M H, Liu H Y, Zhang H B, et al. Influences of topographic features on the distribution and evolution of landscape in the coastal wetland of Yancheng[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(12):3765-3773.

[20]
宗影, 阳佳伶, 刘红玉, 等. 互花米草入侵对盐城淤泥质潮滩湿地潮沟系统影响研究[J]. 海洋科学进展, 2023, 41(1):109-122.

Zong Y, Yang J L, Liu H Y, et al. Study on the impact of Spartina alterniflora invasion on tidal creek system in the coastal wetland of Yancheng[J]. Advances in Marine Science, 2023, 41(1):109-122.

[21]
Tang L, Gao Y, Wang C H, et al. A plant invader declines through its modification to habitats:A case study of a 16-year chronosequence of Spartina alterniflora invasion in a salt marsh[J]. Ecological Engineering, 2012, 49:181-185.

[22]
Wang J, Liu H, Li Y, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on quality of the red-crowned crane (Grus japonensis) wintering habitat[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2019, 26(21):21546-21555.

DOI PMID

[23]
Wang L, Yuan J, Wang Y, et al. Effects of exotic Spartina alterniflora invasion on soil phosphorus and carbon pools and associated soil microbial community composition in coastal wetlands[J]. ACS Omega, 2021, 6(8):5730-5738.

DOI PMID

[24]
张燕, 孙勇, 鲁长虎, 等. 盐城国家级珍禽自然保护区互花米草入侵后三种生境中越冬鸟类群落格局[J]. 湿地科学, 2017, 15(3):433-441.

Zhang Y, Sun Y, Lu C H, et al. Pattern of wintering bird community in three habitats after invasion of Spartina alterniflora in Yancheng national nature reserve[J]. Wetland Science, 2017, 15(3):433-441.

[25]
汪钰明, 高新贻, 谢世君, 等. 互花米草入侵对红树林底栖甲壳动物和鱼类功能群及生态位的影响[J]. 应用生态学报, 2022, 33(11):3016-3026.

DOI

Wang Y M, Gao X Y, Xie S J, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on the functional groups and niche of benthic crustaceans and fishes in mangrove wetland[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2022, 33(11):3016-3026.

[26]
曾庆淞, 陈钰, 郑毅, 等. 互花米草入侵对河口湿地土壤环境中铁氧化菌群落结构及多样性影响[J]. 环境科学学报, 2022, 42(5):425-434.

Zeng Q S, Chen Y, Zheng Y, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on soil iron-oxidizing bacteria community structure and diversity in estuarine wetland[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(5):425-434.

[27]
刘志君, 崔丽娟, 李伟, 等. 互花米草入侵对盐城滨海湿地nirS型反硝化细菌多样性及群落结构的影响[J]. 生态环境学报, 2022, 31(4):704-714.

DOI

Liu Z J, Cui L J, Li W, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on the diversity and community structure of nirS-type denitrifying bacteria in Yancheng coastal wetlands[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2022, 31(4):704-714.

[28]
王欢欢, 王银华, 庞金玲, 等. 互花米草入侵背景下增氮对滨海湿地土壤可培养细菌和真菌群落组成及多样性的影响[J]. 南开大学学报(自然科学版), 2022, 55(5):96-105.

Wang H H, Wang Y H, Pang J L, et al. Effects of nitrogen input increase on composition and diversity of culturable soil bacterial and fungal communities under Spartina alterniflora invasion in coastal wetland[J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Nankaiensis, 2022, 55(5):96-105.

[29]
布乃顺, 胡悦, 杨骁, 等. 互花米草入侵对长江河口湿地土壤理化性质的影响[J]. 长江流域资源与环境, 2017, 26(1):100-109.

Bu N S, Hu Y, Yang X, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on soil physical and chemical properties in wetlands of the Yangtze River Estuary[J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2017, 26(1):100-109.

[30]
陈秋宇, 杨仁敏, 朱长明. 基于VIS-NIR光谱的互花米草入侵湿地土壤有机碳预测研究[J]. 土壤学报, 2021, 58(3):694-703.

Chen Q Y, Yang R M, Zhu C M. VIS-NIR spectroscopy-based prediction of soil organic carbon in coastal wetland invaded by Spartina alterniflora[J]. Acta Pedologica Sinica, 2021, 58(3):694-703.

[31]
黑杰, 胥佳忆, 王亚非, 等. 互花米草入侵对闽江河口湿地土壤碳、氮、磷及CH4和CO2排放的影响[J]. 环境科学学报, 2022, 42(11):416-426.

Hei J, Xu J Y, Wang Y F, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on soil carbon,nitrogen,phosphorus,and CH4, CO2 emissions in Minjiang River estuarine wetland[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(11):416-426.

[32]
刘展航, 张树岩, 侯玉平, 等. 互花米草入侵对黄河口湿地土壤碳氮磷及其生态化学计量特征的影响[J]. 生态环境学报, 2022, 31(7):1360-1369.

DOI

Liu Z H, Zhang S Y, Hou Y P, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on soil carbon,nitrogen,phosphorus and their ecostoichiometric characteristics in the Yellow River Estuary wetlands[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2022, 31(7):1360-1369.

[33]
厉彦哲, 孙志高, 毛立, 等. 闽江河口互花米草不同入侵年限湿地土壤磷赋存形态[J]. 应用生态学报, 2022, 33(4):1003-1011.

DOI

Li Y Z, Sun Z G, Mao L, et al. Phosphorus forms in marsh soils with different years of Spartina alterniflora invasion in the Minjiang River Estuary,China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2022, 33(4):1003-1011.

[34]
张治梅, 樊彦国, 矫志军, 等. 土壤盐渍化对滨海湿地生态环境质量的影响——以黄河三角洲为例[J]. 自然资源遥感, 2023, 35(4):226-235.doi:10.6046/zrzyyg.2022284.

Zhang Z M, Fan Y G, Jiao Z J, et al. Impact of soil salinization on the eco-environment quality of coastal wetlands: A case study of Yellow River Delta[J]. Remote Sensing for Natural Resources, 2023, 35(4):226-235.doi:10.6046/zrzyyg.2022284.

[35]
钦佩. 互花米草与人体健康关系研究进展[J]. 中国野生植物资源, 2019, 38(5):70-73.

Qin P. Research progress on the relationship between Spartina alterniflora and human health[J]. Chinese Wild Plant Resources, 2019, 38(5):70-73.

Options
Outlines

/

〈 〉