基于Sentinel-2影像的東寨港國家級自然保護區景觀格局變化及其驅動力研究李慶慶

關鍵詞：東寨港;自然保護區;Sentinel-2影像;景觀格局;驅動力

中圖分類號：Q149;P7 文獻標志碼：A 文章編號：1005-9857（2024）03-0091-11

0 引言

紅樹林是典型海洋生態系統之一，具有護堤固灘、防風消浪、固碳儲碳、維持生物多樣性等重要生態系統服務功能[1-2]。受人類活動和自然因素的共同影響，在過去的50 年，全球紅樹林面積減少了20%～35%[3]。近40年來，我國紅樹林面積呈現先減少后增加的整體趨勢[4]。21世紀以來，通過嚴格保護和大規模生態修復，我國成為世界上紅樹林面積凈增加的少數國家之一[5]。為了更科學地實施保護管理，快速、準確掌握紅樹林面積的變化趨勢成為關鍵。由于紅樹林生長環境特殊，傳統的地面調查工作十分困難，且獲取的信息不夠全面、時效性不強。而遙感數據具有快速、宏觀、可重復、成本低、效率高、長時序、大范圍等優勢[6]，近年來在我國廣西、廣東、海南等地區紅樹林面積、景觀格局變化研究中得到廣泛且成功的應用[7-9]。因此，采用遙感技術手段開展紅樹林的調查監測研究，分析景觀格局變化及其主要驅動力，對于提高紅樹林的保護和修復水平具有重要現實意義。海南東寨港國家級自然保護區（以下簡稱東寨港保護區）是我國建立的第一個紅樹林濕地自然保護區，也是我國紅樹林樹種最豐富、資源最多、保育最好的自然保護區[10]。2000年以來，研究人員從不同角度對東寨港保護區紅樹林景觀格局變化展開研究，以期為紅樹林的保護和恢復提供決策參考。王胤等[11]結合早期地形圖和實地調查數據，利用專題制圖儀（TM）遙感圖片，計算出了1959年、1989年、1996年和2002年4個時期東寨港區域的紅樹林面積。辛琨等[12]利用遙感（RS）、地理信息系統（GIS）和景觀指數分析了東寨港保護區紅樹林在不同時期的變化特征。羅丹等[13]選用陸地衛星專題制圖儀（Landsat TM），陸地衛星增強專題成像儀（LandsatETM+）和對地觀測衛星（ALOS）衛星遙感影像作為數據源，采用目視解譯和監督分類以及實地調查相結合的方法對1988年、1999年、2010年東寨港的紅樹林面積變化進行了分析。黃星等[14]以東寨港保護區1988年、1998年、2009年3期的LandsatTM 遙感影像作為主要數據源，結合濕地實地調查開展了基于斑塊的東寨港紅樹林景觀格局變化及其原因的研究，發現紅樹林總面積呈遞減趨勢，并表明人為砍伐、圍海造田、開挖養殖塘等是造成紅樹林減少的主要原因。吳庭天等[15]使用中國科學院計算機網絡信息中心的數據，對地類變化形成的生態景觀變化進行了研究，從景觀格局和土地利用兩個方面描述了東寨港紅樹林濕地的動態變化特征，對紅樹林濕地景觀的破碎化情況進行了分析與討論。上述工作有力地推動了東寨港保護區紅樹林遙感監測技術方法的研究，并分析了紅樹林面積、類型、人類活動的變化趨勢，但仍存在一定的不足。一是多采用空間分辨率為30m 的Landsat衛星遙感數據;二是近年來的紅樹林面積變化情況分析較少;三是保護區內部和外部紅樹林變化及其驅動力的對比分析較少。

為了更好地分析東寨港保護區近年來的紅樹林濕地保護成效，本研究采用空間分辨率為10 m的Sentinel-2遙感影像數據，分析2017—2021年保護區內部和外圍地帶的景觀格局變化及其驅動力，以期為紅樹林的保護與管理、保護區可持續發展提供決策參考。

1 研究區域概況

東寨港保護區位于海南省東北部，總面積為3337.6hm2[16]。保護區所在區域氣候類型為熱帶季風性氣候，年平均氣溫在23.3℃～23.8℃，年平均降水量為1676.4mm[17]。保護區內有大量的紅樹物種，包括欖李（Lumnitzera racemosa ）、水椰（Nypafruticanswurmb）、海桑（Sonneratiacaseolaris）、擬海桑（Sonneratiaparacaseolaris）等珍貴品種[18]，具有極高的保護價值。保護區是越冬水鳥數量最多、最豐富的區域之一，為許多鳥類、珍稀魚類和無脊椎動物提供了棲息和繁殖地[4，19]，具有重要的生物多樣性保護作用。

在過去的幾十年里，由于養殖活動、旅游、圍塘捕撈、基礎設施建設等人類活動和氣候變化等因素，保護區生態環境遭到了不同程度的破壞，景觀破碎化程度逐步增大[11，20]。近年來，地方政府和保護區管理機構加強保護區的建設和管理，同時實施紅樹林保護修復工程，保護區生態環境得到改善。為了分析保護區的保護成效和人類活動壓力，本研究選取保護區內部（包括核心區、緩沖區、實驗區）和外部（1km 的外圍地帶）作為研究區域。

2 數據來源與研究方法

2.1 數據來源與處理

本研究采用歐洲航天局（European Space Agency，ESA）的Sentinel-2遙感影像數據，影像幅寬為290km，影像云覆蓋率低于5%。遙感數據的空間分辨率分別為10m，20m 和60m，本研究采用空間分辨率為10m的影像數據，并選取2017—2021年共5年的影像數據，以分析保護區景觀格局的年際動態變化。此外，為了更好地區分灘涂或者灘涂上的植被，本研究盡可能選取低潮時的遙感影像，數據列表如表1所示。

2.2 研究方法

本研究采用的技術路線如圖1 所示。① 下載符合研究要求的遙感影像數據，并進行波段合成、裁剪等處理（本研究采用的Sentinel-2L2A級數據已經過大氣校正和輻射校正，且研究區域在一景影像上，故不需要圖像鑲嵌）。② 采用人機交互解譯方法對影像數據進行解譯，包括基于ArcGIS軟件利用聚類和最大似然法自動劃分景觀類型、采用歸一化植被指數（Normalized Difference Vegetation Index，NDVI）、歸一化差異水體指數（Normalized Difference Water Index，NDWI）等區別水體與植被，并通過監督分類處理形成初步解譯結果。然后，采用人工目視解譯方法，對監督分類結果進行修訂完善，結合天地圖等高清影像對解譯結果進行精度驗證。③ 將重分類之后的柵格數據導入Fragstats4.2軟件，計算景觀格局指數，分析景觀格局變化。④ 根據2017—2021年的景觀類型和景觀指數變化情況，分析其主要驅動力。

2.2.1 景觀類型解譯及結果驗證

（1）景觀分類。通過參考相關研究報道[14-15]和借鑒《濕地分類》（GB/T24708-2009），將東寨港保護區劃分為6種景觀類型：①紅樹林濕地;②林地（有林地、荒地）;③水域（包括東寨港海域、河流湖泊等）;④耕地;⑤養殖水面;⑥建筑用地。

（2）機器解譯。①利用ArcGIS對Sentinel-2遙感影像的B2、B3、B4、B8波段進行波段合成。②根據前述確定的研究范圍（東寨港保護區和1km 的外圍地帶）進行裁剪。③利用聚類、最大似然法進行監督分類，形成初步的機器解譯結果。④通過計算NDVI和NDWI來修正初步的機器解譯結果。其中，NDVI植被指數主要用于監測植被生長狀態、植被覆蓋度和消除部分誤差，可利用該指數更正植物分布;NDWI水體指數可有效區分水體和紅樹林[21]。計算公式如下：

式中：NIR 為近紅外波段;R 為紅光波段;LG 和LNIR分別為綠光波段（對應于Sentinel-2影像的B3波段）和近紅外波段（對應于Sentinel-2影像的B8波段）像元亮度值。

（3）目視解譯。①將機器分類結果轉換為矢量數據。②利用高清的天地圖歷史影像和WorldImagery歷史影像進行人工目視解譯，根據地物的形狀、大小、陰影、位置、布局等空間特征進行判斷，并對錯分、漏分的部分進行修正。③解譯完成后，將各景觀類型面積進行統計匯總，并導出柵格數據，方便作為下一步景觀格局指數分析的數據基礎。

（4）結果驗證。為定量分析所得解譯結果的可靠性和有效性，本研究依據遙感影像對所提取的景觀類型進行精度評價[22]：在研究區域范圍內，利用ArcGIS軟件的采樣設計工具隨機選取200個驗證點，參照谷歌地球影像進行景觀類型驗證，其中174個驗證點正確，26個出現偏差，總體精度可達87%。2023年1月前往研究區域進行野外調查，對機器解譯和目視解譯時存疑的點位進行實地驗證，確保解譯結果的準確性。

2.2.2 景觀格局指數計算

景觀格局指數是目前景觀格局研究中比較成熟和常用的方法[23]，它能夠從多方面呈現地區景觀空間格局水平和動態變化[24]。通過對景觀格局指數進行定量和定性統計分析，可以針對不同空間尺度和時間尺度的景觀格局特征進行橫向的比較。

本研究采用Fragstats4.2軟件對東寨港保護區2017—2021年5期數據進行分析。共選取4個景觀指標：斑塊密度（patch density，PD）可用來分析景觀破碎化程度;蔓延度指數（Contagion Index，CONTAG）可說明各景觀類型聚散程度和延伸趨勢;Shannon 多樣性指數（Shannon's" diversity index，SHDI）和Shannon 均勻度指數（Shannon's evenness index，SHEI）來分析景觀多樣性變化。

斑塊密度（PD）：

式中：NP為斑塊數量，單位為個;A 為景觀或斑塊的總面積，單位為hm²;CONTAG 值越小斑塊團聚度和延伸性越低。m 為景觀中斑塊類型的總數，單位為個;pi為斑塊類型i 占整個景觀的面積比，單位為%;gik指景觀類型i 與k 斑塊相鄰的格網數。

3 結果與討論

3.1 景觀類型變化分析

3.1.1 保護區內部變化情況

由保護區2017—2021年的景觀類型變化情況（表2）可知，紅樹林濕地面積增加了70.68hm²，這得益于國家退耕還濕和退林還濕工作的有效開展。在自然景觀類型方面，林地和水域景觀面積呈減少狀態，但變化量不大。在人工景觀方面，養殖水面和耕地面積大幅度減少，建筑用地面積變化不明顯，僅減少了0.18hm²。

3.1.2 外圍地帶變化情況

由保護區外圍地帶2017—2021年的景觀類型變化情況（表3）可知，在自然景觀類型方面，林地面積減少了37.15hm²，變化率為-2.38%;水域面積變化不明顯，減少了1.96hm²;紅樹林濕地面積增加了11.23hm²。在保護區外圍地帶人工景觀方面，養殖水面減少了19.73hm²;耕地面積增長較為顯著，變化量為58.30hm²;建筑用地面積減少了10.68hm²。

3.1.3 保護區內外對比分析

對比表2、表3的變化量和變化率可知，在自然景觀類型方面，林地面積在保護區內和外圍地帶均出現減少趨勢，外圍地帶的林地面積減少幅度較大，變化量約為保護區內的15倍;保護區內和外圍地帶紅樹林濕地面積均呈現增加趨勢，保護區內部的增加量更為顯著。在人工景觀方面，保護區內的養殖水面面積減少了53.71hm²，而外圍地帶僅減少了19.73hm²;耕地面積在保護區內減少，而外圍地帶增加;保護區和外圍地帶的建筑用地面積均減少，保護區內部的變化量較小。2017—2021年研究區域（保護區和外圍地帶）的景觀類型空間分布如圖2所示。

3.2 景觀指數變化分析

3.2.1 斑塊密度指數和蔓延度指數

圖3給出了保護區和外圍地帶的斑塊密度指數計算結果。外圍地帶的斑塊密度值盡管在2018年有所增加，但總體上呈現下降趨勢，其中2021年降至最小值12.7105。保護區內的斑塊密度的變化趨勢總體上與外圍地帶相似，但是數值低很多，2021年為8.6729。其中，2018年保護區的斑塊密度指數值相對較高的原因是坑塘面積和淡水養殖場面積較大，人類活動較頻繁。對比可知，外圍地帶的斑塊密度值顯著高于保護區，這表明外圍地帶的景觀破碎化程度一直較高。

圖4給出了保護區和外圍地帶的蔓延度指數計算結果。外圍地帶蔓延度指數值在2019年達到了最大值35.99%，之后處于總體穩定的狀態;保護區內蔓延度指數值除2018年有輕微下降，總體處于穩定和略為上升趨勢，這是由于2018年受人工干擾較大，之后通過生態修復，紅樹林連片面積增加。對比可知，保護區內的蔓延度指數值明顯高于外圍地帶，約為外圍地帶的兩倍，表明保護區內的景觀延伸性與團聚性上升，連接度與整體性比外圍地帶更好。

3.2.2 多樣性指數和均勻度指數

圖5給出了的SHDI的計算結果。外圍地帶的SHDI值，波動較小，5 年間變化不明顯;保護區SHDI值先上升后下降，從2017年的0.8463上升至2018年的0.8582再下降至2021年的0.7678;SHDI值可以反映景觀的異質性，其中2018年后保護區SHDI值下降，可說明斑塊類型減少或各斑塊類型分布更加不均衡。這是因為生態修復工作導致大量養殖水面被拆除轉換為紅樹林濕地，紅樹林面積所占比例增大。通過對比發現，外圍地帶SHDI值高于保護區內部且趨向于1，說明外圍地帶土地利用更豐富，景觀多樣性水平更高，破碎化程度也越高，這與斑塊密度分析結果相一致。

圖6給出了SHEI的計算結果。保護區和外圍地帶的SHEI值變化情況與SHDI值變化情況相似。對比可得出，外圍地帶的SHEI值更接近于1，說明景觀類型分布較均勻，優勢度較低;而保護區內各景觀類型在2018年之后所占比例差異增大，分配更加不均勻，景觀優勢度明顯，紅樹林濕地和水域發展成為優勢景觀。

3.3 景觀變化驅動力分析

綜合文獻研究報道和本研究結果，對比分析了東寨港保護區及外圍地帶過去30余年的景觀變化驅動力。圖7給出了2017年前后的景觀類型面積變化分析結果。

3.3.1 2017年以前的景觀變化驅動力

2017年之前，保護區景觀類型變化的驅動機制主要包括人為因素和自然因素。

（1）人為因素。據相關研究報道，1988—2016年，景觀類型的破碎化程度逐漸加大，這主要由于東寨港地區在20世紀80年代后將毀林建造的鹽場以及無法使用的農田改造成了養殖池塘[25];2000年在經濟利益的推動下，為發展養殖業、旅游業以及城鎮建設，大面積的林地和耕地轉化為建筑用地，導致建筑和養殖池塘面積快速增長，這也是圖7（a）和圖7（c）中數據變化的原因。據統計，1995—2005年保護區內養殖池塘面積凈增到146.10hm2[26-27]，紅樹林和耕地面積急劇下降，這也導致景觀破碎化程度的進一步加重。

（2）自然因素。2012年，由于蝦塘排污致東寨港水域水體富營養化嚴重，暴發了團水虱，導致東寨港紅樹林大面積退化甚至死亡，直到2015年這種現象仍然沒有得到遏制[28]。2014 年，臺風“威爾遜”襲擊海南，對東寨港紅樹林生態系統造成了極大的破壞，進一步加劇了紅樹林的退化。

由于海南省對水產養殖業加大了整治力度，以及退耕還濕和退耕還林工作的有效推進，使得保護區內紅樹林面積在2005—2016年未有大的波動。

3.3.2 2017年以來的景觀變化驅動力

2017—2021年，保護區變化受自然因素影響較小，主要受人為因素的影響。圖7（b）和圖7（d）可看出，5年期間，在紅樹林生態修復工作的推進下，紅樹林濕地面積占比有所增加，受人類活動干擾的影響降低。2017年以來，國家對紅樹林濕地保護日益重視，加大了對紅樹林保護區生態脆弱、退化地帶的修復力度。2017年海南東寨港國家級自然保護區管理局分別在連理枝段開展沿線沿岸修復，在長寧頭村開展災后紅樹修復，在塔市片區倉頭村和調圮村種植修復紅樹[29]。2020年以來，海口市結合東寨港保護區濕地生態修復工程、生態修復和資源保護等項目，在江東新區附近新造紅樹林130hm²，修復紅樹林180hm²[30]。這些生態修復工作進一步恢復紅樹林生態系統的完整性，提升了東寨港的防洪減災能力和紅樹林生態系統服務功能，擴大了候鳥的越冬棲息生境與停歇地。

4 結語

本研究以東寨港保護區及1km 的外圍地帶為研究區域，基于2017—2021年的Sentinel-2遙感影像，通過ArcGIS采用人機交互解譯方法對影像數據進行解譯，再利用Fragstats4.2計算景觀格局指數，分析了保護區內外的景觀格局變化及主要驅動力。結果顯示，保護區內破碎化程度較低，各景觀的延伸性與團聚性上升，連接度與整體性較好，景觀類型所占比例差異較大，優勢度明顯，紅樹林濕地和水域已發展成景觀優勢類型。外圍地帶的景觀破碎化程度比保護區內部的更為顯著，各景觀延伸性與連接性不如保護區，但景觀類型分布更均勻，土地利用較豐富，景觀多樣性水平較高。保護區景觀格局變化的驅動力主要來自于退耕還濕、退林還濕以及紅樹林資源保護和生態修復等工作。相比之下，由于人類活動強度和頻率高，外圍地帶景觀格局指數變化較為波動。綜上所述，保護區外圍地帶的人類開發利用活動頻繁，對保護區的紅樹林、鳥類棲息地等主要保護對象造成較大的壓力。這就意味著，今后地方要持續加強保護區的建設管理工作，強化生態保護修復，同時因勢利導做好外圍地帶的經濟社會可持續規劃，減輕對紅樹林生態系統的破壞，充分發揮保護區的生態系統服務功能。

需要指出的是，本研究主要聚焦于研究區域的景觀格局變化及驅動力，尚需結合地面調查監測數據，進一步研究分析不同種類紅樹的時空分布變化趨勢，以期為科學精準的保護管理工作提供決策參考。