近30年太湖沉水植物優勢種遙感監測及變化分析

王　琪, 周興東, 羅菊花, 陳　沖

(1.江蘇師范大學城建與環境學部,江蘇 徐州　221000; 2.中國科學院南京地理與湖泊研究所,江蘇 南京　210008)

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近30年太湖沉水植物優勢種遙感監測及變化分析

王琪1, 周興東1, 羅菊花2, 陳沖1

(1.江蘇師范大學城建與環境學部,江蘇 徐州221000; 2.中國科學院南京地理與湖泊研究所,江蘇 南京210008)

利用1985—1986年、1995—1996年、2004—2006年和2014—2015年多時相遙感影像數據,構建了水生植物分類決策樹模型,結合沉水植物的生活史差異,研究太湖近30年沉水植物優勢種的演替模式。4個時期的沉水植物遙感分類總體精度與Kappa系數依次為64.86%和0.59,70.83%和0.65,63.93%和0.50,64.94%和0.60。研究表明:1985—2015年馬來眼子菜由東山灣向西山島、東太湖向南太湖擴張,竺山灣、梅梁灣的苦草呈銳減的趨勢,近年來梅梁灣的沉水植物只有菹草1種,湖心區一直未監測到沉水植物,東太湖沉水植物分布面積最廣、種類最多。近30年太湖沉水植物演替主要經歷4個階段,依次為苦草-眼子菜型、小眼子菜型、金魚藻-伊樂藻型和眼子菜-伊樂藻型階段。水體富營養化和圍網養殖是沉水植物演替的主要原因。

沉水植物;遙感;優勢種;太湖

改革開放以來,人類經濟活動劇烈,而相應的環境保護措施不夠及時,水體富營養化進程加劇,許多湖泊藻華頻發,嚴重影響周邊城市的供水安全。沉水植物作為大型草本植物,是湖泊生態系統營養循環的核心環節,對湖泊水質的改變和湖泊生態系統由“濁水態”向“清水態”轉化具有重要的作用[1]。研究沉水植物多年的空間分布和面積變化對于改善湖泊生態環境具有重要的指導意義。

針對我國許多湖泊水生植被的變化已經開展了一系列的工作,如葛繼穩等[2]通過對梁子湖主體湖1955—2001年以來45年間的水生植被演替的研究,為梁子湖濕地生態系統的恢復與重建提供科學依據;劉偉龍等[3]通過對洪澤湖水生植被過去50年的變化特征的研究表明,人類活動是水生植物種群變化的主要原因;郝孟曦等[4]通過對湖北長湖水生植物多樣性及群落演替的研究表明,水體富營養化及大規模圍網養殖是長湖水生植物多樣性顯著下降和群落發生演替的主要原因。目前對于水生植物的研究局限于傳統的人工調查法,遙感技術能夠快速獲取大面積連續地物信息,故在水生植物時空分布信息監測方面具有傳統方法不可比擬的優勢。近年來國內外很多學者試圖利用中等分辨率遙感數據監測水生植物的時空分布,并取得了一些成果,如Ma等[5]在太湖水生植物的遙感提取中,將水體透明度和水深的先驗知識引入分類決策樹,較準確地提取了太湖的水生植物。林川等[6]等基于中等分辨率TM數據提取濕地水生植被。對于沉水植物優勢種遙感識別研究,高光譜或超光譜遙感可以區分不同種類沉水植物,如Hestir等[7]利用Hymap遙感影像對美國加州三角洲的水生植物進行了物種識別;Wang等[8]利用航空高光譜遙感數據對威尼斯一處水域的混合水生植物群落的分類進行了研究。然而高光譜和超光譜遙感影像的獲取較為困難,不利于沉水植物優勢種歷史變遷研究。

本文以富營養嚴重的太湖為研究區,利用多時相中等分辨率的Landsat TM5/HJ-CCD影像,構建了水生植物分類決策樹模型,結合不同沉水植物的生活史信息,對太湖大型沉水植物近30年的空間分布及消長規律進行研究,將為太湖沉水植物資源的合理開發利用和延緩湖泊沼澤化提供重要依據。

1　數據和方法

1.1研究區概況

太湖是我國的第三大淡水湖泊,位于30°55′40″N～31°32′58″N,119°52′32″E～120°36′10″E,中國科學院太湖湖泊生態系統研究站1989年以來監測數據顯示,太湖的沉水植被主要分布于太湖東部、南部及北部,湖心區基本無水生植物分布。為了便于本研究對沉水植物監測結果定性描述和定量分析,參考已有的資料和文獻[9],將太湖劃分為8大湖區(圖1),分別包括Ⅰ區湖北兩灣(竺山灣、梅梁灣),Ⅱ區貢山灣,Ⅲ區(鎮湖灣、光福灣),Ⅳ區(胥口灣、東山灣),Ⅴ區環西山島附近水域,Ⅵ區東太湖,Ⅶ區南太湖和Ⅷ區湖心區。先后于2014年和2015年夏季對太湖開展2次野外樣點采集,樣點采集包括水生植物優勢種的類型、蓋度、透明度和GPS等,樣點總數為174個。并結合以往太湖水生植被的樣點調查結果[9-11]。

圖1　太湖湖區劃分

1.2數據收集與預處理

本研究下載了多時相的Landsat TM5/HJ-CCD影像共包括1985—1986年5景,1995—1996年5景、2004—2006年7景及2014—2015年12景太湖流域的遙感影像,各期影像基本無云覆蓋,有關影像的具體信息見表1。通過ENVI軟件對遙感影像進行輻射校正(輻射定標和大氣校正),消除一切與輻射有關的誤差。此外,利用精校正過的覆蓋太湖的Landsat TM 8影像對所有影像開展幾何校正,其校正誤差控制在0.5個像元之內。

表1　研究區衛星遙感影像信息

1.3水生植物決策樹分類模型構建

本研究基于TM5/HJ-CCD影像的藍、綠、紅和近紅外4個光譜波段,通過波段組合和影像變換技術(主成分變換和纓帽變換)構建了3個光譜特征變量。大量的實驗研究表明,第4波段和第1 、2 、3 波段之和的差值與4個波段之和的比值可以較好地區分挺水植物;主成分變換后的第二主成分能夠較好地識別浮葉植物;纓帽變換后的亮度指數和綠度指數的差值對沉水植物具有很好的識別潛力。構建不同水生植物的分類特征指數,emergent vegetation index (EVI)用于分類挺水植物,floating-leaved vegetation index (FVI)用于分類浮葉植物,submerged vegetation index (SVI)用于分類沉水植物。在遙感分類中,決策樹是制定分類規則的有效方法之一,構建決策樹的關鍵是確定葉結點測試變量和分割閾值,本文采用Breiman等[12]提出的一種決策樹構建算法—classification and regression tree (CART)算法。通過隨機抽取樣本的方式確定基尼系數的大小,基于該算法,本文構建了水生植物分類決策樹見圖2。

注:a,b,c為閾值。圖2　基于CART算法構建的決策樹

年份沉水植物分類方法1985年伊樂藻和菹草可以在0℃以下繼續生長繁殖,1985年尚未引進伊樂藻,所以1985年1月份的沉水植物為菹草。微齒眼子菜在4-5月份大量萌生,1986年3月份沉水植物圖層(微齒眼子菜較少)擦除1986年5月份沉水植物圖層(微齒眼子菜較多)得到微齒眼子菜,馬來眼子菜在10月下旬達到最大生物量,1985年11月份的沉水植物圖層為馬來眼子菜,合并總的沉水植物,剩余未分類的沉水植物為苦草1995年7月份菹草的生物量達到最小值,而此時伊樂藻的生物量達到最大值,1995年7月份的沉水植物圖層(伊樂藻較多)擦除1996年1月份的沉水植物圖層(菹草和伊樂藻)得到菹草圖層,菹草圖層擦除1996年1月份沉水植物圖層得到伊樂藻圖層,馬來眼子菜、苦草、微齒眼子菜的分類方法同上2005年金魚藻在8月下旬到9月份初達到最大生物量,隨后很快消亡,2005年10月份沉水植物圖層(金魚藻較少)擦除2006年8月份沉水植物圖層(金魚藻最多)得到金魚藻,馬來眼子菜、苦草、微齒眼子菜、菹草、伊樂藻的分類方法同上2015年黑藻在5、6月份生長繁殖較快,2014年4月份沉水植物圖層(黑藻較少)擦除2014年6月份沉水植物圖層(黑藻較多)得到黑藻,在7月份狐尾藻達到生物量最大值,10月份其生物量相對最低,2014年10月份的沉水植物圖層(狐尾藻較少)擦除2014年7月份沉水植物圖層(狐尾藻最多)得到狐尾藻,馬來眼子菜、苦草、微齒眼子菜、菹草、伊樂藻的分類方法同上

1.4沉水植物優勢種分類方法

多樣性分析表明,水生植物種類在4年內未發生明顯變化[9],筆者認為在1985—1986年、1995—1996年、2004—2006年和2014—2015年間的太湖沉水植物并沒有發生大范圍的空間變化,借助GIS技術提取了4個時期29個月份遙感影像中的沉水植物,參照考慮生活史的太湖沉水植物優勢種遙感監測方法[13],多次使用Arcgis空間疊加分析中的擦除功能,具體分類方法見表2。

2　結果與分析

2.1太湖沉水植物優勢種的空間分布特征

執行上述分類操作流程,后提取的沉水植物需擦除先提取的沉水植物,避免重合交叉,最終合并成總的沉水植物圖層,1985、1995、2005、2015年太湖沉水植物優勢種空間分布結果見圖3,太湖沉水植物主要分布于太湖東部,沉水植物總的分布面積呈線性增加(圖4)。

圖3　1985—2015年太湖沉水植物優勢種空間分布

圖4　1985—2015年太湖沉水植物總的分布面積

1985年太湖沉水植物優勢種共4種(圖5(a)),苦草是太湖的主要優勢種,主要分布于Ⅵ區、Ⅱ區、Ⅰ區和Ⅶ區。馬來眼子菜為次優種,主要分布于Ⅵ區、Ⅳ區和Ⅶ區,大部分沉水植物集中于Ⅵ區,常構成苦草+馬來眼子菜+微齒眼子菜+菹草群從。各個湖區的沉水植物面積總和的大小依次為Ⅵ>Ⅱ>Ⅶ>Ⅰ>Ⅲ>Ⅳ>Ⅴ> Ⅷ;1995年太湖沉水植物優勢種共5種(圖5(b)),微齒眼子菜的分布最為廣泛,主要分布于Ⅵ區、Ⅱ區和Ⅳ區,常在Ⅵ區構成微齒眼子菜+伊樂藻群從,Ⅱ區構成微齒眼子菜+苦草+馬來眼子菜群從,伊樂藻為次優種,主要分布在東太湖圍網養殖區,菹草在梅梁灣已經有少量分布,各個湖區的沉水植物面積總和的大小依次為Ⅵ>Ⅱ>Ⅳ>Ⅲ>Ⅰ>Ⅴ>Ⅶ> Ⅷ;2005年太湖沉水植物優勢種共6種(圖5(c)),馬來眼子菜主要分布于Ⅴ區、Ⅳ區和Ⅵ區,在Ⅳ區(東山灣)呈單優種分布。伊樂藻和金魚藻是Ⅵ區的主要優勢種,常構成伊樂藻+金魚藻群從。微齒眼子菜主要呈單優種分布于胥口灣,各個湖區的沉水植物面積總和的大小依次為Ⅵ>Ⅱ>Ⅶ>Ⅳ>Ⅴ>Ⅲ>Ⅰ> Ⅷ;2015年太湖沉水植物優勢種共8種(圖5(d)),馬來眼子菜主要分布于Ⅱ區、Ⅴ區、Ⅳ區和Ⅵ區。微齒眼子菜主要分布于Ⅳ區(胥口灣),苦草主要分布于Ⅱ區和Ⅲ區,菹草主要呈單優種分布于Ⅰ區(梅梁灣),伊樂藻為Ⅵ區的主要優勢種,黑藻和狐尾藻主要分布于Ⅶ區,多為伴生種,各個湖區的沉水植物面積總和的大小依次為Ⅵ>Ⅱ>Ⅳ>Ⅶ>Ⅴ>Ⅲ>Ⅰ> Ⅷ。

2.2水生植被變化分析

借助Arcgis的空間疊加分析模塊,本文對1985—1995年、1995—2005年和2005—2015年太湖各類沉水植物動態變化進行了統計和分析,結果見圖6,并計算它們的轉移矩陣,如表3～5所示,各類沉水植物和水體之間互有轉換,具體變化特征如下。

1985—1995年苦草凈減少53.58 km2,大部分轉為水體和微齒眼子菜;1995—2005年苦草凈減少17.94 km2,大部分轉為水體和伊樂藻;2005—2015年苦草凈增加37.36 km2,其轉入大部分來自水體和微齒眼子菜,主要集中在Ⅵ區。隨著Ⅰ區水域富營養化的加劇,近年來苦草已經消亡。30年間馬來眼子菜的擴張最為顯著,主要集中在Ⅳ區、Ⅴ區和Ⅶ區,1985年馬來眼子菜已經在Ⅳ區(東山灣)呈單優種建群,1985—1995年凈增加28.86 km2,1995—2005年凈增加49.89 km2,2005—2015年凈增加6.67 km2,其轉入大部分來自于水體。這主要是因為馬來眼子菜適應性強,能夠分布于水較深、又有風浪的區域,一旦形成單一化的植物群落將無法為其他水生生物提供廣泛適宜的生存條件,造成水生生物多樣性的下降,湖泊生態平衡受到嚴重影響,近年來在Ⅴ區水域,馬來眼子菜逐年擴張,成為該區域的先鋒種。1985—1995年微齒眼子菜凈增加72.25 km2,其轉入大部分來自水體和苦草,1995—2005年微齒眼子菜凈減少37.50 km2,其大部分轉出為伊樂藻和金魚藻,2005—2015年微齒眼子菜凈增加1.56 km2,其轉入和轉出基本持平,主要變化區域為Ⅳ區和Ⅵ區。1985—1995年伊樂藻凈增加48.58 km2,其轉入大部分來自于微齒眼子菜和馬來眼子菜,1995—2005年伊樂藻凈增加43.32 km2,其轉入大部分來自于微齒眼子菜,2005—2015年伊樂藻凈增加2.51 km2,其轉入和轉入基本持平,東太湖圍網養殖基本飽和,伊樂藻已經在Ⅵ區穩定建群。1985—1995年菹草凈減少18.11 km2,其轉出最多為微齒眼子菜,1995—2005年菹草凈增加8.02 km2,其轉入大部分來自于水體,2005—2015年菹草凈增加15.8 km2,菹草主要分布在Ⅰ區,主要是由于梅梁灣3面環山,為相對靜水的環境,同時菹草的生長季節避開了藻華爆發的高峰期。1995—2005年金魚藻凈增加49.11 km2,其轉入大部分來自于微齒眼子菜和水體,2005—2015年金魚藻凈減少43.56 km2,其大部分轉為伊樂藻,金魚藻為無根類沉水植物,在Ⅶ區呈單優種分布。微齒眼子菜一旦被大量破壞,其生物量劇增。狐尾藻和黑藻對水質適用性強,對底質要求不嚴,在大湖的分布面廣,主要為伴生種。

注：多年來Ⅷ區未監測到沉水植物圖5　各年太湖沉水植物優勢種各分區面積

圖6　太湖主要沉水植物動態變化

表31985—1995年太湖沉水植物類型轉移矩陣 km2

1985年1995年苦草馬來眼子菜微齒眼子菜伊樂藻菹草水體總計(Y)苦草6.468.3824.407.661.7444.6793.32馬來眼子菜0.487.4710.4111.020.531.6831.58微齒眼子菜0.140.425.2617.090.090.0923.08菹草2.375.427.346.632.735.2329.71水體30.2938.7647.926.196.502038.382168.03總計(X)39.7360.4495.3248.5811.592090.042345.71增量(X-Y)-53.5828.8672.2548.58-18.11-77.99

注:X為1985—1995年面積轉入量;Y為1985—1995年面積轉出量;X-Y為1985—1995年面積凈增加量。

表41995—2005年太湖沉水植物類型轉移矩陣km2

1995年2005年金魚藻苦草馬來眼子菜微齒眼子菜伊樂藻菹草水體總計(Y)苦草1.093.787.562.6311.331.2112.9540.53馬來眼子菜4.360.3717.4610.4510.721.2516.8661.47微齒眼子菜17.820.9315.559.4327.965.2019.7596.65伊樂藻13.270.200.871.7928.831.592.4849.02菹草0.200.000.280.546.740.463.5711.80水體12.3817.3169.6434.306.7610.121941.882092.39總計(X)49.1122.59111.3659.1492.3419.831997.482351.86增量(X-Y)49.11-17.9449.89-37.5043.328.02-94.91

注:X為1995—2005年面積轉入量;Y為1995—2005年面積轉出量;X-Y為1995—2005年面積凈增加量。

表5　2005—2015年太湖沉水植物類型轉移矩陣　km2

注:X為2005—2015年面積轉入量;Y為2005—2015年面積轉出量;X-Y為2005—2015年面積凈增加量。

2.3太湖沉水植物優勢種遙感分類精度

通過2014、2015年野外調查樣點及以往的太湖水生植被調查結果對沉水植物優勢種識別的結果進行驗證,具體情況見表6,1985、1995、2005、2015年太湖沉水植物遙感分類總體精度和Kappa系數分別為64.86%和0.59、70.83%和0.65、63.93%和0.50、64.94%和0.60。由于伊樂藻大部分分布在東太湖的網圍養殖區,水生植物太過茂密而船只無法通過,采集樣點極少,夏季是菹草的休眠期,也未在同期獲得驗證樣點,所以兩者未開展精度驗證。

3　結　論

本文采用較長時間序列的遙感數據,分不同時期,研究了近30年太湖沉水植物優勢種的變化,得到了以下結論:

a. 近30年來,東太湖的沉水植物面積增加,馬來眼子菜由東山灣向西山島、東太湖向南太湖水域擴張,伊樂藻逐漸占據整個太湖圍網養殖區,胥口灣滋生大量微齒眼子菜,多年來湖心區未監測到沉水植物,竺山灣和梅梁灣的苦草呈銳減的趨勢,近年來梅梁灣除有菹草分布外,苦草已基本消亡。

b. 太湖沉水植被演替主要包含4個階段:苦草-眼子菜型階段,小眼子菜型階段,金魚藻-伊樂藻型階段和眼子菜-伊樂藻型階段。1985年太湖圍網養殖剛剛開始,水體營養水平較低,沉水植被以馬來眼子菜、微齒眼子菜、菹草等眼子菜屬植物為主,由于水質尚好,苦草的生物量和分布面積也較大。到了1995年,東太湖圍網養殖規模迅速增大,東太湖在人為干預狀態下,沉水植物次生演替的結果是適宜靜水環境和耐污染的微齒眼子菜大量生長。2000年之后,圍網養殖區域突破東太湖,向西太湖發展,到了2005年,七都以北、西山島以南、東太湖以東的區域都出現大面積的圍網養殖。伊樂藻自1986年引進太湖以來,開始逐漸入侵當地的苦草+馬來眼子菜+微齒眼子菜群從,其分布面積呈逐年增加的趨勢,是東太湖的主要優勢種。近年來太湖藻華頻發,水體透明度嚴重下降,西太湖沉水植物完全消失,太湖沉水植被優勢種主要以耐污性較強的眼子菜類為主,遙感監測的結果顯示菹草在梅梁灣呈單優種分布,在太湖東部未被污染的幾個湖區仍然殘留大量的馬來眼子菜和微齒眼子菜。伊樂藻逐漸占據整個太湖養殖區。

表6　4年沉水植物優勢種分類后識別混淆矩陣

c. 重建以沉水植物為主的水生植物對于西太湖的富營養化的恢復至關重要,但絕不能盲目,湖泊恢復必須將工程措施和生態調控措施結合起來,根據湖泊水生植被自身演替規律和水生植物的生理生態特征,在早期可以選擇耐污性強的沉水植物作為先鋒種類,逐漸對水生植被的結構加以優化。

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Remote sensing monitoring and analysis of dominant species of submerged vegetation in Taihu Lake over last 30 years

WANG Qi1, ZHOU Xingdong1, LUO Juhua2, CHEN Chong1

(1.DepartmentofUrbanConstructionandEnvironment,JiangsuNormalUniversity,Xuzhou221000,China;2.NanjingInstituteofGeographyandLimnology,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,China)

Multi-temporal remote sensing image data over the periods from 1985 to 1986, from 1995 to 1996, from 2004 to 2006, and from 2014 to 2015 were used to construct a classification tree (CT) model for aquatic vegetation. With consideration of the differences in phenological information of submerged vegetation in Taihu Lake, the succession of the dominant species of submerged vegetation in the lake over the last 30 years was studied. The overall accuracies and Kappa coefficients of the remote sensing classification results for the four periods were 64.86% and 0.59, 70.83% and 0.65, 63.93% and 0.50, and 64.94% and 0.60, respectively. The results show thatPotamogetonmalaianushas expanded from Dongshan Bay to Xishan Island, and from East Taihu Lake to South Taihu Lake from 1985 to 2015. There was a declining trend in the growth ofVallisneriaspiralisin the Zhushan and Meiliang bays. There was only one kind of submerged vegetation (i.e.,Potamogetonorispus) in Meiliang Bay in recent years. No submerged vegetation was found in the central part of the lake. The submerged vegetation was widely distributed in East Taihu Lake, with the most species. The submerged vegetation has experienced the following four stages of succession in the last 30 years:Vallisneriaspiralis-Potamogetonaceae,Potamogetonpusillus,CeratophyllumDemersum-Elodeanuttalli, andPotamogetonaceae-Elodeanuttalli. Eutrophication and aquatic breeding are the main factors leading to the succession of submerged vegetations in Taihu Lake.

submerged vegetation; remote sensing; dominant species; Taihu Lake

10.3880/j.issn.1004-6933.2016.05.023

王琪(1990—),男,碩士研究生,研究方向為遙感技術與應用。E-mail: wangqi099x@163.com

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A

1004-6933(2016)05-0123-07

2015-11-23編輯：王芳)