1990—2019 年中國紅樹林變遷遙感監測與景觀格局變化分析

王 浩，任廣波，吳培強，劉愛超，潘良浩，馬云梅,5 ，馬 毅，王錦錦

（1. 山東科技大學，山東 青島 266590；2. 自然資源部第一海洋研究所，山東 青島 266061；3. 國家海洋局北海預報中心，山東 青島 266061；4. 廣西科學院廣西紅樹林研究中心，廣西 北海 536000；5. 內蒙古師范大學地理科學學院，內蒙古 呼和浩特 010010；6. 上海歐比特航天科技有限公司，上海 200232）

紅樹林自然分布于熱帶和亞熱帶海岸潮間帶，受周期性潮水浸淹，是以紅樹植物為主的常綠灌木或喬木組成的潮灘濕地木本生物群落，是四大海洋自然生態系統中生產力最高的生態系統[1-3]。紅樹林在防風固田、促淤保灘、抵御海嘯和臺風、保護生物多樣性等方面起著重要的作用，同時又可以為當地居民創造巨大的經濟效益，例如食物、工業、藥用、水產等方面[4-6]。然而，隨著人類社會的不斷發展，海岸帶區域成為了人口、經濟、財富聚集度最高的區域，有限的自然資源與人類生存空間的矛盾使得大面積的紅樹林生長區域被養殖區、城市、道路和港口取代。了解紅樹林生態系統的存續與否、健康狀況及發展趨勢，對海岸帶可持續發展、生態保護及恢復工作具有重要意義。因此，開展紅樹林的調查和保護工作刻不容緩。

紅樹林生長在地勢平坦的潮間帶上部，傳統的調查需要投入大量的人力、物力，且危險系數較高。遙感技術具有大范圍監測、周期短、可持續、信息量大、性價比高等優點，將遙感技術應用到紅樹林的監測中，可以做到全面、快速、動態和精確的紅樹林監測[7]。其中，對于較大尺度的紅樹林監測，常用Landsat MSS / TM / ETM+、SPOT1-4、GF-1 WFV 等中等空間分辨率影像[8-9]。目前，已有大量學者做過中國紅樹林遙感監測的相關研究，經分析，大致分為3 種情況。第一，對于單獨省區的研究，李春干、王胤、張黨玉、吳培強等[10-13]分別對廣西、福建、海南、廣東4個紅樹林分布較多的省區進行空間分布和驅動力因子研究。第二，對于多個省份的研究，何玉花等[14]利用重心模型方法針對1990—2015 年廣東、廣西、海南、福建四省區紅樹林的重心遷移特征及共性關系進行了相關分析；李曉俞等[15]統計了1990—2015 年廣東、廣西、海南、福建4 省份的紅樹林面積并應用景觀格局指數進行了景觀分布特征分析。第三，對于全國紅樹林的研究，吳培強、賈明明等[16-17]分別對我國紅樹林面積和分布進行了監測與分析研究。上述研究在監測數據源、時間、區域和方法上存在差異（表1），造成紅樹林面積調查結果有較大差異。相對于其他研究，本文以影像資料完整的1990 年為起點，對浙江、福建、廣東、廣西、海南、臺灣、香港和澳門的紅樹林進行了監測，精確提取到了2019 年，并從全國和省區尺度分別進行了分析。以往研究多通過目視解譯或計算機自動解譯進行紅樹林的信息提取。為了提高紅樹林提取的準確性，本研究在利用鹽沼植物的物候特征區分紅樹林和鹽沼植物的基礎上，利用對紅樹林有較好提取精度的SVM分類和高精度的目視解譯進行紅樹林信息提取。隨著對海岸帶利用和保護的重視，更加需要從全國和省區尺度進行實時性的監測，同時基于全國和省區角度的質心和景觀生態學分析更有助于對紅樹林的時空變化和健康狀況做出正確評估。

表1 紅樹林面積監測匯總表

因此，本研究擬使用1990 年、2000 年和2010 年3 個時期Landsat TM 以及2019 年Landsat OLI 和GF-1 WFV 衛星遙感影像，利用SVM 分類和目視解譯結合的方法開展中國紅樹林信息提取，基于動態度模型、質心模型、景觀格局指數分析近30 年紅樹林的時空分布及景觀特征，以期為我國開展紅樹林保護和管理提供數據支持。

1 數據和方法

1.1 研究區域概況

我國紅樹林分布的最北端為浙江省樂清灣[16]，因 此 本 文 研 究 區 域 為18°12′ ～28°25′ N，108°03′～122°00′ E（圖1），包括浙江省、福建省、廣東省、廣西壯族自治區、海南省、臺灣省、香港特別行政區和澳門特別行政區8 個省區。研究區為溫暖濕潤的亞熱帶海洋性季風氣候和熱帶季風氣候，夏季炎熱多雨，冬季溫暖潮濕，年平均氣溫21 ～25°C，年均降雨量1 500 ～2 000 mm[24]，溫暖濕潤的氣候為分布于灘涂、河口、港灣處的紅樹林創造了良好的生長條件。目前，中國共有紅樹林保護區36 個，包括國家級自然保護區7個，省級自然保護區6 個，地方自然保護區23個。紅樹林保護區分布位置引自我國生態環境部公布的全國自然保護區名錄（http://www.gov.cn/guoqing/2019-04/09/content_5380702.htm）和文獻中紅樹林保護區分布位置[19]。

圖1 研究區范圍示意圖

1.2 數據源

1.2.1 遙感數據 本研究使用1990 年Landsat TM、2000 年Landsat TM、2010 年Landsat TM、2019年Landsat OLI 和GF-1 WFV 數據作為主要數據源，共138 景影像，分辨率分別為30 m、30 m 和16 m。其中，2019 年Landsat OLI 作為對GF-1 WFV 數據的補充。影像具體信息見表2。

表2 遙感影像數據

紅樹林分布于潮間帶上部，受周期性潮水浸淹，為保障紅樹林信息提取的準確性，應選擇低潮位、云覆蓋少的衛星遙感影像，避免由于潮水淹沒和云層遮擋所造成的漏分現象。由于紅樹林和互花米草等鹽沼植被共生，光譜相近，難以區分，嚴重影響了紅樹林提取精度。而以互花米草為代表的鹽沼植被受物候影響，冬季時植株枯萎，葉片枯黃，葉綠素含量降低，此時光譜在紅光波段的強吸收作用減弱，波谷特征不明顯且反射率變大，這與作為常綠植物的紅樹林在光譜上差別較大，所以可以利用季節差異將兩者區分開[25]。由圖2-a 和圖2-b 可知，紅樹林和互花米草在2 月和9 月影像上色調差異較大。因此，本文所使用遙感影像獲取時間多選取冬季（11 月、12 月、1 月、2月最佳）。紅樹林的樹高或胸徑生長速度較慢[26]，因此部分當年未獲得滿足要求的區域，將影像獲取時間放寬到前后不超過兩年。

圖2 紅樹、鹽沼植物季節性差異對比圖

1.2.2 現場數據 2012 年在福建省九龍江口沿岸；2018 和2019 年分別在廣東省湛江市、珠海市和廣西壯族自治區沿岸，開展了多次紅樹林現場調查，設置現場站位84 個，獲取了紅樹林地理位置、種類、光譜和生長參數等數據，站位點分布如圖3所示。其中，2019 年在廣西紅樹林現場調查中利用“御”Mavic2 專業版大疆無人機在北海市、防城港市等區域共拍攝照片4 022 張，根據無人機照片得到了234 個紅樹林點位和287 個非紅樹林點位。其中，非紅樹林樣點多為紅樹林邊界處裸灘、鹽沼植物和水體。

圖3 現場調查紅樹林站位分布圖

1.3 研究方法

1.3.1 數據預處理 本文利用ENVI 5.3 軟件中的輻射定標工具和FLAASH 大氣校正模型對多時相遙感數據進行輻射定標和大氣校正，以2019 年的Landsat OLI 數據為基準對其他年份遙感影像進行地理配準，配準中誤差小于1 個像元。

1.3.2 紅樹林信息提取方法 為了減少與紅樹林光譜和紋理特征相似的沿岸陸生植物對紅樹林提取信息的影響，基于現場調查數據，提取了2019 年份紅樹林與陸地植被的邊界并對陸地植物區域進行了掩膜。對掩膜處理后的影像使用支持向量機（Support Vector Machine，SVM）分類方法進行監督分類。SVM 方法在小樣本學習、抗噪聲性能、學習效率方面均優于傳統分類方法，同時能通過核方法解決因高特征維度帶來的線性不可分問題，已廣泛應用于紅樹林遙感監測[27]。本研究所用SVM 分類選用徑向基核函數，懲罰參數設置為100。

通過SVM 分類方法提取2019 年紅樹林分布信息。參考現場調查數據和谷歌地球（Google Earth）提供的高分辨率遙感圖像，對2019 年紅樹林分布結果進行修正。基于2019 年紅樹林矢量層，對比其他年份的衛星影像，對新增、消失、面積增加和衰減的紅樹林斑塊進行修編，得到1990 年、2000 年和2010 年三期紅樹林分布信息。

1.3.3 信息提取結果驗證 1990 年、2000 年和2010 年紅樹林的提取信息是在2019 年紅樹林提取信息的基礎上經過目視解譯得到，紅樹林解譯的原則和方法相同。本文基于現場數據使用誤差矩陣法對2019 年紅樹林提取結果進行精度驗證，以評價本文的紅樹林信息提取精度。

1.3.4 質心模型 質心模型能夠反映紅樹林的空間變化情況，紅樹林質心位置的變化可以表征空間上的分布情況，移動距離可以反映出增加或減少的紅樹林在空間上與原來分布的接近程度。比較紅樹林質心在不同時期的位置情況，可以得到紅樹林空間變化的規律和趨勢，進而推斷出紅樹林健康狀況[28]。紅樹林面積的加權質心模型計算公式為：

式中：Xt和Yt分別表示第t 年紅樹林斑塊質心的經度和緯度坐標；Cti表示第t 年第i 個紅樹林斑塊的面積；Xi和Yi分別表示第i 個斑塊的經度和緯度坐標；n 表示斑塊個數。

1.3.5 動態度模型 動態度指標可以定量的表征紅樹林變化的速度，可用于比較分析紅樹林變化的差異及預測未來紅樹林的變化趨勢[29]，公式如下：

式中：K 指某一時間段范圍內紅樹林動態度；Ub和Ua分別代表該時間段初期和末期紅樹林面積；T 為研究時長。

1.3.6 景觀格局指數 景觀格局指數可高度濃縮景觀格局信息，進而用于定量分析景觀結構組成及空間配置特征，是景觀生態學中研究景觀格局變化信息、景觀格局與景觀過程變化規律的常用方法[24]。本文選取斑塊面積（Class Area，CA）、斑塊數（Number of Patches，NP）、斑塊密度（Patch Density，PD）、 最 大 斑 塊 指 數（Largest Patch Index，LPI）、平均斑塊面積（Mean Patch Area，MPA）、形狀指數（Landscape Shape Index，LSI）和聚合度指數（Aggregation Index，AI）7 個指數，定量分析了紅樹林破碎化程度和聚散程度的變化，以便于了解紅樹林健康狀態以及自然和人為因素對紅樹林的健康狀況的影響。其中，CA 的變化可以最直觀地判斷紅樹林的增減情況。綜合分析NP,PD, AREAMN3 個數值的大小變化，可以推斷出紅樹林的破碎化程度，進而對紅樹林健康狀況做出評估。LPI 可以反映最大片紅樹林斑塊的擴張或碎化現象，反映核心區紅樹林的健康狀況。LSI 可以判斷斑塊的形狀變化，在一定程度上反映紅樹林抵抗外部干擾的能力。AI 可以反映紅樹林斑塊內部的連通性及聚散程度。景觀格局指數的公式描述和生態含義見表3。

表3 景觀格局指數及其生態含義

2 結果與分析

2.1 分類精度驗證

在現場調查數據中選取了139 個紅樹林樣點和287 個非紅樹林樣點作為驗證點，對2019 年中國紅樹林分類結果建立誤差矩陣評價紅樹林提取精度，誤差矩陣見表4。分類結果總體精度達93%，Kappa系數0.84，紅樹林提取精度較高。

表4 2019 年中國紅樹林分類結果評價誤差矩陣表

2.2 近30 年中國紅樹林面積和時空變化特征

由圖4 可知，紅樹林在海南、廣東和廣西3省區的分布集中。由圖5-a 紅樹林分布面積變化分析可知，1990 年、2000 年、2010 年和2019年的中國紅樹林分布面積分別為15 505.2 hm2、16 439.8 hm2、18 718.9 hm2、21 612.9 hm2，從1990年到2019年增加6 107.7 hm2，呈現緩慢增加的趨勢。由圖5-b紅樹林動態度變化可知，1990—2019年間，中國紅樹林動態度為1.36%，其中，1990—2000年中國紅樹林動態度低于1990—2019 年，主要由于澳門、浙江、福建、海南、廣東5 省區紅樹林面積減少。2000—2010 年和2010—2019 年兩個時期中國紅樹林動態度均高于1990—2019 年。可見，自2000 年開始，對我國紅樹林的保護遠遠大于破壞，其中2010—2019 年中國紅樹林動態度最高，為1.72%，高于前兩個時段的0.6%和1.38%。從圖6 可以看出，全國紅樹林景觀質心始終位于廣東湛江附近，但1990—2019 年，全國紅樹林質心向東北方向有小幅度移動。結合紅樹林分布位置、面積分析可知，導致向北偏移原因是海南省紅樹林增長緩慢，廣東省雷州半島范圍紅樹林面積減少，以及廣西、福建等地紅樹林面積增加；向東偏移的原因是廣東東部、福建、香港和臺灣等地紅樹林面積增加。質心北移表明，隨著全球氣溫的升高，浙江、福建區域越來越適宜紅樹林生長，同時在浙江、福建的人工引種成果顯著。總體來看，近30 年以來，由于人們保護意識的增強和政府保護力度的增大，中國紅樹林得到了較好的恢復且紅樹林質心向東北方向移動。

結合動態度模型、質心模型和面積變化可知，不同省區紅樹林面積、空間分布變化有較大差異。廣東紅樹林面積呈現先減少后增加的趨勢，由于人類的開發活動和零星分布紅樹林大量死亡導致從1990 年到2000 年共有580.2 hm2紅樹林消失，但從2000 年到2010 年紅樹林顯著增加，共增加1 059.3 hm2，動態度為1.45%，主要增加區域為湛江高橋、水東港、鎮海灣、淇澳島等區域。從質心模型看，其分布范圍在30 年內有較大變化，主要原因是雷州半島紅樹林碎化現象嚴重以及湛江往東范圍紅樹林大面積增加。廣西紅樹林面積增加最為顯著，共增加5 096.7 hm2，其動態度最高，為7.71%，其質心位置變化不大，整個廣西的紅樹林保護和恢復工作成果顯著，照此下去，未來幾年可能會成為我國紅樹林面積最多的省份。香港、臺灣兩地紅樹林近30 年由于得到當地較好保護，面積穩步增加且分布較為穩定，從香港紅樹林的質心遷移變化可以明顯看出紅樹林有向海擴散的趨勢。1990—2019年海南紅樹林動態度為-0.56%，海南紅樹林面積近30 年呈現先減少后增加的趨勢，從1990 年到2010年共減少紅樹林面積1 176.9 hm2 ,此20 年中前10年減小的面積就達到了991.2 hm2，主要減小的區域為清瀾港和新英灣。從2010 年到2019 年，海南紅樹林面積開始緩慢增長，動態度為1.5%，但到2019 年尚未恢復到1990 年紅樹林面積，其質心近30 年變化劇烈。雖然海南紅樹林面積自2010 年開始緩慢增長，但仍需當地政府加強紅樹林的管理和保護工作。福建省紅樹林主要分布于漳州市的漳江口紅樹林保護區、龍海九龍江口紅樹林保護區和泉州市的泉州灣河口濕地，近30 年呈現先減少后增加的趨勢，1990—2000 年零星分布紅樹林死亡導致紅樹林面積減少，隨著紅樹林保護區的建設，福建紅樹林面積由2000 年的302 hm2增加到2019 年的832.8 hm2，共增加530.8 hm2，增長位置集中在保護區內，其近30 年質心移動與3 個保護區面積的增減程度密切相關。澳門紅樹林面積較小，且由于填海造陸紅樹林分布變化劇烈，在本研究中未能在2000 年衛星影像中監測到紅樹林。浙江省紅樹林多為人工引種，其面積變化和質心遷移受引種影響較大，不具有明顯規律性。

圖4 2019 年全國紅樹林分布位置示意圖

圖5 中國紅樹林面積及動態度變化圖

圖6 1990—2019 年全國及各省區紅樹林景觀質心變化圖

2.3 近30 年中國紅樹林景觀分布特征

由圖7 中1990—2019 年紅樹林景觀格局指數變化，可以發現我國紅樹林景觀分布特征有以下幾個特點：

（1）1990—2019 年，紅樹林斑塊密度逐年增加，平均斑塊面積逐年變小，紅樹林斑塊數顯著增加，整體來看我國紅樹林景觀格局趨于破碎化，導致破碎化的原因有物種入侵、填海造地等多種因素，紅樹林的健康受到威脅。其中，香港、海南和廣東三省區的紅樹林平均斑塊面積高于其他省份、斑塊密度略小于其他省份，紅樹林相對于其他省區整體性較好。

（2）近30 年來，我國紅樹林最大斑塊指數逐年減小，有較大紅樹林斑塊出現萎縮、碎片化現象，根據紅樹林提取信息發現湛江紅樹林保護區核心區碎化最為嚴重。香港和海南保護區內紅樹林受到當地較好的保護，紅樹林斑塊較為穩定且存在擴張現象并形成較大的紅樹林斑塊。

（3）近30 年來，我國紅樹林斑塊形狀指數逐年增大，斑塊形狀呈現極其明顯的不規則化趨勢。其中，廣東紅樹林斑塊形狀復雜程度最高且相對穩定。廣西紅樹林斑塊隨著時間斑塊形狀越來越復雜。海南紅樹林斑塊從1990 年到2010 年形狀復雜程度變低，但從2010 年到2019 年開始趨向于不規則方向發展。廣東、廣西、海南3 個紅樹林主要分布的省份的紅樹林形狀復雜程度遠遠高于其他省份，紅樹林抗外部干擾的能力較強。浙江省、澳門特別行政區的紅樹林斑塊形狀過于簡單，兩省區紅樹林極易受外部因素影響而造成破壞。

（4）研究期間，我國紅樹林整體聚合度雖然穩定在70%以上，但是有減小的趨勢。隨著保護意識的增強，紅樹林人工種植和自然擴散的范圍逐漸擴大，紅樹林整體性下降，內部連通性降低。福建省和香港特別行政區紅樹林斑塊隨著時間變化，聚合度增加；海南和臺灣兩省區的紅樹林斑塊從1990 年到2019 年總體相對穩定；廣東省2019 年聚合度指數相對于前三期變化較大，從2010 年到2019 年聚合度明顯降低。

圖7 1990—2019 年中國及各省區紅樹林景觀格局指數變化圖

2.4 人類活動對紅樹林分布變化的影響分析

興建養殖池塘、填海造陸等不合理的開發行為是造成紅樹林大量消亡的主要原因。資料顯示，海南島自20 世紀90 年代大力發展水產養殖以來，水產養殖面積由1990 年的21.28 km2增加到2018年的289.82 km2，變化區域主要分布于海南島東北部的文昌市以及東南沿海一帶[22]，對比1990 年和2019 年衛星遙感影像，可以發現海南清瀾港文教河口處大約有99.87 hm2紅樹林變成養殖池塘，圖8-a 和圖8-b 中橢圓形區域變化最為顯著。隨著海岸帶經濟的發展，我國沿海地區人均國內生產總值已接近高收入國家水平，沿海地區國土開發強度高于全國平均水平。為了應對社會經濟發展帶來的土地需求問題，圍墾成為了海岸帶地區解決此類問題普遍采用的手段和方法，但這不可避免地對沿岸自然生長紅樹林造成了破壞[30]。部分經濟發達、人口稠密、產業云集的沿海城市，在城市規劃過程中把適合紅樹林生長的灘涂列入填海造陸規劃中，造成了當地紅樹林死亡，例如圖8-c和圖8-d 黑色方框區域顯示廣東深圳市大鏟灣由于填海造地有101.1 hm2紅樹林消亡。圖8-e 中澳門凼仔區25.2 hm2紅樹林在圖8-f 中已全部變為建筑。

圖8 人類活動對紅樹林的影響

為了更好地保護紅樹林，目前應多通過宣傳提高民眾紅樹林保護意識、頒布紅樹林保護規定和條例、并建立紅樹林保護區。習主席在廣西調研期間提出“尊重科學，落實責任，把紅樹林濕地保護好”。2020 年6 月8 日為“世界海洋日”，其主題為“保護紅樹林，保護海洋生態”，這均起到了宣傳保護紅樹林的作用。目前已有部分省份頒布了保護紅樹林的相關規定，例如《海南省紅樹林保護規定》、《廣西壯族自治區紅樹林資源保護條例》以及各紅樹林保護區制定的保護區管理辦法，但仍然需要國家相關部門盡快落實關于紅樹林保護工作的法律條文，以形成一套完整的保護紅樹林的法律法規體系。我國自20 世紀90年代開始集中大量設立紅樹林保護區。目前，我國共有紅樹林保護區36 個，其中有11 個是90 年代以前建立，1990—2000 年間共建立保護區13 個，除茅尾海保護區外，其他國家級和省級保護區均成立于2000 年以前。由圖9 可知，2019 年紅樹林保護區內紅樹林面積為13 968.4 hm2，約占全國總面積的64.63%，可見紅樹林保護區的建立對紅樹林保護起主導作用。其中，1990—2000 年間，我國紅樹林保護區建立最多，保護區內紅樹林面積大量增加，占比也隨之增加。從2000 年開始，省級占比逐年增加，國家級、兩者之和占比均有下降趨勢，可見國家級保護區保護力度逐漸滿載，省級保護區成為紅樹林面積增加新的活力點。圖10 中廣西茅尾海和廣東省琪澳島兩個省級保護區分別在1989 年和2005 年成立，在設立后紅樹林面積顯著增加。圖10 中香港米埔紅樹林自然保護區在1990 年已經初具規模，紅樹林雖逐年增長，但受生長空間范圍限制增長速度較慢。

圖9 紅樹林保護區面積占比變化圖

圖10 設立保護區對紅樹林的影響

3 結 論

利用1990 年、2000 年、2010 年和2019 年4期冬春季的遙感圖像分類提取了至2019 年的紅樹林分布，并開展了基于動態度、質心和景觀格局指數的時空分析，得到結論如下：

（1）1990 年中國紅樹林面積為15 505.18 hm2，到2019 年共增加紅樹林面積6 107.68 hm2，近30年中國紅樹林分布面積總體呈現緩慢增加的趨勢，全國紅樹林的質心位置向東北方向偏移。其中，2010—2019 年中國紅樹林動態度最高，為1.72%，紅樹林面積增長速度最快。分析不同省份發現，廣西紅樹林面積增加最為顯著，未來幾年可能會成為我國紅樹林面積最多的省份。從香港紅樹林的質心遷移規律發現紅樹林有向海擴張的趨勢。

（2）近30 年以來，我國紅樹林受自然和人為因素影響趨于破碎化，紅樹林斑塊形狀越來越復雜且內部連通性降低。分析不同省區發現不同省區紅樹林景觀特征有較大差異。

（3）填海造地、興建養殖池塘等不合理的開發活動導致我國紅樹林遭受破壞，而興建保護區則起到了保護紅樹林的作用。近30 年來，保護區內紅樹林面積逐年增加，但國家級和省級保護區對紅樹林的保護力度隨時間出現差異。1990—2000 年我國大量建立紅樹林保護區，國家級和省級保護區內紅樹林面積均增加顯著，但從2000 年開始保護區內紅樹林面積雖仍然穩步增加，但省級保護區對紅樹林增長的促進作用遠遠高于國家級保護區。