王　琪, 周興東, 羅菊花, 陳　沖

(1.江蘇師范大學(xué)城建與環(huán)境學(xué)部,江蘇 徐州　221000; 2.中國(guó)科學(xué)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(yōu)勢(shì)種遙感監(jiān)測(cè)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(xué)城建與環(huán)境學(xué)部,江蘇 徐州221000; 2.中國(guó)科學(xué)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(shí)相遙感影像數(shù)據(jù),構(gòu)建了水生植物分類決策樹模型,結(jié)合沉水植物的生活史差異,研究太湖近30年沉水植物優(yōu)勢(shì)種的演替模式。4個(gè)時(shí)期的沉水植物遙感分類總體精度與Kappa系數(shù)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(kuò)張,竺山灣、梅梁灣的苦草呈銳減的趨勢(shì),近年來梅梁灣的沉水植物只有菹草1種,湖心區(qū)一直未監(jiān)測(cè)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(jīng)歷4個(gè)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(yíng)養(yǎng)化和圍網(wǎng)養(yǎng)殖是沉水植物演替的主要原因。

沉水植物;遙感;優(yōu)勢(shì)種;太湖

改革開放以來,人類經(jīng)濟(jì)活動(dòng)劇烈,而相應(yīng)的環(huán)境保護(hù)措施不夠及時(shí),水體富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程加劇,許多湖泊藻華頻發(fā),嚴(yán)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(tài)系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)循環(huán)的核心環(huán)節(jié),對(duì)湖泊水質(zhì)的改變和湖泊生態(tài)系統(tǒng)由“濁水態(tài)”向“清水態(tài)”轉(zhuǎn)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(duì)于改善湖泊生態(tài)環(huán)境具有重要的指導(dǎo)意義。

針對(duì)我國(guó)許多湖泊水生植被的變化已經(jīng)開展了一系列的工作,如葛繼穩(wěn)等[2]通過對(duì)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(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與重建提供科學(xué)依據(jù);劉偉龍等[3]通過對(duì)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(dòng)是水生植物種群變化的主要原因;郝孟曦等[4]通過對(duì)湖北長(zhǎng)湖水生植物多樣性及群落演替的研究表明,水體富營(yíng)養(yǎng)化及大規(guī)模圍網(wǎng)養(yǎng)殖是長(zhǎng)湖水生植物多樣性顯著下降和群落發(fā)生演替的主要原因。目前對(duì)于水生植物的研究局限于傳統(tǒng)的人工調(diào)查法,遙感技術(shù)能夠快速獲取大面積連續(xù)地物信息,故在水生植物時(shí)空分布信息監(jiān)測(cè)方面具有傳統(tǒng)方法不可比擬的優(yōu)勢(shì)。近年來國(guó)內(nèi)外很多學(xué)者試圖利用中等分辨率遙感數(shù)據(jù)監(jiān)測(cè)水生植物的時(shí)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(yàn)知識(shí)引入分類決策樹,較準(zhǔn)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(shù)據(jù)提取濕地水生植被。對(duì)于沉水植物優(yōu)勢(shì)種遙感識(shí)別研究,高光譜或超光譜遙感可以區(qū)分不同種類沉水植物,如Hestir等[7]利用Hymap遙感影像對(duì)美國(guó)加州三角洲的水生植物進(jìn)行了物種識(shí)別;Wang等[8]利用航空高光譜遙感數(shù)據(jù)對(duì)威尼斯一處水域的混合水生植物群落的分類進(jìn)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(yōu)勢(shì)種歷史變遷研究。

本文以富營(yíng)養(yǎng)嚴(yán)重的太湖為研究區(qū),利用多時(shí)相中等分辨率的Landsat TM5/HJ-CCD影像,構(gòu)建了水生植物分類決策樹模型,結(jié)合不同沉水植物的生活史信息,對(duì)太湖大型沉水植物近30年的空間分布及消長(zhǎng)規(guī)律進(jìn)行研究,將為太湖沉水植物資源的合理開發(fā)利用和延緩湖泊沼澤化提供重要依據(jù)。

1　數(shù)據(jù)和方法

1.1研究區(qū)概況

太湖是我國(guó)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(guó)科學(xué)院太湖湖泊生態(tài)系統(tǒng)研究站1989年以來監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)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(qū)基本無水生植物分布。為了便于本研究對(duì)沉水植物監(jiān)測(cè)結(jié)果定性描述和定量分析,參考已有的資料和文獻(xiàn)[9],將太湖劃分為8大湖區(qū)(圖1),分別包括Ⅰ區(qū)湖北兩灣(竺山灣、梅梁灣),Ⅱ區(qū)貢山灣,Ⅲ區(qū)(鎮(zhèn)湖灣、光福灣),Ⅳ區(qū)(胥口灣、東山灣),Ⅴ區(qū)環(huán)西山島附近水域,Ⅵ區(qū)東太湖,Ⅶ區(qū)南太湖和Ⅷ區(qū)湖心區(qū)。先后于2014年和2015年夏季對(duì)太湖開展2次野外樣點(diǎn)采集,樣點(diǎn)采集包括水生植物優(yōu)勢(shì)種的類型、蓋度、透明度和GPS等,樣點(diǎn)總數(shù)為174個(gè)。并結(jié)合以往太湖水生植被的樣點(diǎn)調(diào)查結(jié)果[9-11]。

圖1　太湖湖區(qū)劃分

1.2數(shù)據(jù)收集與預(yù)處理

本研究下載了多時(shí)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(guān)影像的具體信息見表1。通過ENVI軟件對(duì)遙感影像進(jìn)行輻射校正(輻射定標(biāo)和大氣校正),消除一切與輻射有關(guān)的誤差。此外,利用精校正過的覆蓋太湖的Landsat TM 8影像對(duì)所有影像開展幾何校正,其校正誤差控制在0.5個(gè)像元之內(nèi)。

表1　研究區(qū)衛(wèi)星遙感影像信息

1.3水生植物決策樹分類模型構(gòu)建

本研究基于TM5/HJ-CCD影像的藍(lán)、綠、紅和近紅外4個(gè)光譜波段,通過波段組合和影像變換技術(shù)(主成分變換和纓帽變換)構(gòu)建了3個(gè)光譜特征變量。大量的實(shí)驗(yàn)研究表明,第4波段和第1 、2 、3 波段之和的差值與4個(gè)波段之和的比值可以較好地區(qū)分挺水植物;主成分變換后的第二主成分能夠較好地識(shí)別浮葉植物;纓帽變換后的亮度指數(shù)和綠度指數(shù)的差值對(duì)沉水植物具有很好的識(shí)別潛力。構(gòu)建不同水生植物的分類特征指數(shù),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(guī)則的有效方法之一,構(gòu)建決策樹的關(guān)鍵是確定葉結(jié)點(diǎn)測(cè)試變量和分割閾值,本文采用Breiman等[12]提出的一種決策樹構(gòu)建算法—classification and regression tree (CART)算法。通過隨機(jī)抽取樣本的方式確定基尼系數(shù)的大小,基于該算法,本文構(gòu)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(gòu)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(xù)生長(zhǎng)繁殖,1985年尚未引進(jìn)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(dá)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(dá)到最小值,而此時(shí)伊樂藻的生物量達(dá)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(dá)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(zhǎng)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(dá)到生物量最大值,10月份其生物量相對(duì)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(yōu)勢(shì)種分類方法

多樣性分析表明,水生植物種類在4年內(nèi)未發(fā)生明顯變化[9],筆者認(rèn)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(fā)生大范圍的空間變化,借助GIS技術(shù)提取了4個(gè)時(shí)期29個(gè)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(yōu)勢(shì)種遙感監(jiān)測(cè)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(jié)果與分析

2.1太湖沉水植物優(yōu)勢(shì)種的空間分布特征

執(zhí)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(yōu)勢(shì)種空間分布結(jié)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(yōu)勢(shì)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(yōu)勢(shì)種共4種(圖5(a)),苦草是太湖的主要優(yōu)勢(shì)種,主要分布于Ⅵ區(qū)、Ⅱ區(qū)、Ⅰ區(qū)和Ⅶ區(qū)。馬來眼子菜為次優(yōu)種,主要分布于Ⅵ區(qū)、Ⅳ區(qū)和Ⅶ區(qū),大部分沉水植物集中于Ⅵ區(qū),常構(gòu)成苦草+馬來眼子菜+微齒眼子菜+菹草群從。各個(gè)湖區(qū)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(yōu)勢(shì)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(qū)、Ⅱ區(qū)和Ⅳ區(qū),常在Ⅵ區(qū)構(gòu)成微齒眼子菜+伊樂藻群從,Ⅱ區(qū)構(gòu)成微齒眼子菜+苦草+馬來眼子菜群從,伊樂藻為次優(yōu)種,主要分布在東太湖圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū),菹草在梅梁灣已經(jīng)有少量分布,各個(gè)湖區(qū)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(yōu)勢(shì)種共6種(圖5(c)),馬來眼子菜主要分布于Ⅴ區(qū)、Ⅳ區(qū)和Ⅵ區(qū),在Ⅳ區(qū)(東山灣)呈單優(yōu)種分布。伊樂藻和金魚藻是Ⅵ區(qū)的主要優(yōu)勢(shì)種,常構(gòu)成伊樂藻+金魚藻群從。微齒眼子菜主要呈單優(yōu)種分布于胥口灣,各個(gè)湖區(qū)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(yōu)勢(shì)種共8種(圖5(d)),馬來眼子菜主要分布于Ⅱ區(qū)、Ⅴ區(qū)、Ⅳ區(qū)和Ⅵ區(qū)。微齒眼子菜主要分布于Ⅳ區(qū)(胥口灣),苦草主要分布于Ⅱ區(qū)和Ⅲ區(qū),菹草主要呈單優(yōu)種分布于Ⅰ區(qū)(梅梁灣),伊樂藻為Ⅵ區(qū)的主要優(yōu)勢(shì)種,黑藻和狐尾藻主要分布于Ⅶ區(qū),多為伴生種,各個(gè)湖區(qū)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(duì)1985—1995年、1995—2005年和2005—2015年太湖各類沉水植物動(dòng)態(tài)變化進(jìn)行了統(tǒng)計(jì)和分析,結(jié)果見圖6,并計(jì)算它們的轉(zhuǎn)移矩陣,如表3～5所示,各類沉水植物和水體之間互有轉(zhuǎn)換,具體變化特征如下。

1985—1995年苦草凈減少53.58 km2,大部分轉(zhuǎn)為水體和微齒眼子菜;1995—2005年苦草凈減少17.94 km2,大部分轉(zhuǎn)為水體和伊樂藻;2005—2015年苦草凈增加37.36 km2,其轉(zhuǎn)入大部分來自水體和微齒眼子菜,主要集中在Ⅵ區(qū)。隨著Ⅰ區(qū)水域富營(yíng)養(yǎng)化的加劇,近年來苦草已經(jīng)消亡。30年間馬來眼子菜的擴(kuò)張最為顯著,主要集中在Ⅳ區(qū)、Ⅴ區(qū)和Ⅶ區(qū),1985年馬來眼子菜已經(jīng)在Ⅳ區(qū)(東山灣)呈單優(yōu)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(zhuǎn)入大部分來自于水體。這主要是因?yàn)轳R來眼子菜適應(yīng)性強(qiáng),能夠分布于水較深、又有風(fēng)浪的區(qū)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(tài)平衡受到嚴(yán)重影響,近年來在Ⅴ區(qū)水域,馬來眼子菜逐年擴(kuò)張,成為該區(qū)域的先鋒種。1985—1995年微齒眼子菜凈增加72.25 km2,其轉(zhuǎn)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(zhuǎn)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(zhuǎn)入和轉(zhuǎn)出基本持平,主要變化區(qū)域?yàn)棰魠^(qū)和Ⅵ區(qū)。1985—1995年伊樂藻凈增加48.58 km2,其轉(zhuǎn)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(zhuǎn)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(zhuǎn)入和轉(zhuǎn)入基本持平,東太湖圍網(wǎng)養(yǎng)殖基本飽和,伊樂藻已經(jīng)在Ⅵ區(qū)穩(wěn)定建群。1985—1995年菹草凈減少18.11 km2,其轉(zhuǎn)出最多為微齒眼子菜,1995—2005年菹草凈增加8.02 km2,其轉(zhuǎn)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(qū),主要是由于梅梁灣3面環(huán)山,為相對(duì)靜水的環(huán)境,同時(shí)菹草的生長(zhǎng)季節(jié)避開了藻華爆發(fā)的高峰期。1995—2005年金魚藻凈增加49.11 km2,其轉(zhuǎn)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(zhuǎn)為伊樂藻,金魚藻為無根類沉水植物,在Ⅶ區(qū)呈單優(yōu)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(duì)水質(zhì)適用性強(qiáng),對(duì)底質(zhì)要求不嚴(yán),在大湖的分布面廣,主要為伴生種。

注：多年來Ⅷ區(qū)未監(jiān)測(cè)到沉水植物圖5　各年太湖沉水植物優(yōu)勢(shì)種各分區(qū)面積

圖6　太湖主要沉水植物動(dòng)態(tài)變化

表31985—1995年太湖沉水植物類型轉(zhuǎn)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(jì)(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(jì)(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(zhuǎn)入量;Y為1985—1995年面積轉(zhuǎn)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(zhuǎn)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(jì)(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(jì)(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(zhuǎn)入量;Y為1995—2005年面積轉(zhuǎn)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(zhuǎn)移矩陣　km2

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

2.3太湖沉水植物優(yōu)勢(shì)種遙感分類精度

通過2014、2015年野外調(diào)查樣點(diǎn)及以往的太湖水生植被調(diào)查結(jié)果對(duì)沉水植物優(yōu)勢(shì)種識(shí)別的結(jié)果進(jìn)行驗(yàn)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(shù)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(wǎng)圍養(yǎng)殖區(qū),水生植物太過茂密而船只無法通過,采集樣點(diǎn)極少,夏季是菹草的休眠期,也未在同期獲得驗(yàn)證樣點(diǎn),所以兩者未開展精度驗(yàn)證。

3　結(jié)　論

本文采用較長(zhǎng)時(shí)間序列的遙感數(shù)據(jù),分不同時(shí)期,研究了近30年太湖沉水植物優(yōu)勢(shì)種的變化,得到了以下結(jié)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(kuò)張,伊樂藻逐漸占據(jù)整個(gè)太湖圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū),胥口灣滋生大量微齒眼子菜,多年來湖心區(qū)未監(jiān)測(cè)到沉水植物,竺山灣和梅梁灣的苦草呈銳減的趨勢(shì),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(gè)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(wǎng)養(yǎng)殖剛剛開始,水體營(yíng)養(yǎng)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(zhì)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(wǎng)養(yǎng)殖規(guī)模迅速增大,東太湖在人為干預(yù)狀態(tài)下,沉水植物次生演替的結(jié)果是適宜靜水環(huán)境和耐污染的微齒眼子菜大量生長(zhǎng)。2000年之后,圍網(wǎng)養(yǎng)殖區(qū)域突破東太湖,向西太湖發(fā)展,到了2005年,七都以北、西山島以南、東太湖以東的區(qū)域都出現(xiàn)大面積的圍網(wǎng)養(yǎng)殖。伊樂藻自1986年引進(jìn)太湖以來,開始逐漸入侵當(dāng)?shù)氐目嗖?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(shì),是東太湖的主要優(yōu)勢(shì)種。近年來太湖藻華頻發(fā),水體透明度嚴(yán)重下降,西太湖沉水植物完全消失,太湖沉水植被優(yōu)勢(shì)種主要以耐污性較強(qiáng)的眼子菜類為主,遙感監(jiān)測(cè)的結(jié)果顯示菹草在梅梁灣呈單優(yōu)種分布,在太湖東部未被污染的幾個(gè)湖區(qū)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(jù)整個(gè)太湖養(yǎng)殖區(qū)。

表6　4年沉水植物優(yōu)勢(shì)種分類后識(shí)別混淆矩陣

c. 重建以沉水植物為主的水生植物對(duì)于西太湖的富營(yíng)養(yǎng)化的恢復(fù)至關(guān)重要,但絕不能盲目,湖泊恢復(fù)必須將工程措施和生態(tài)調(diào)控措施結(jié)合起來,根據(jù)湖泊水生植被自身演替規(guī)律和水生植物的生理生態(tài)特征,在早期可以選擇耐污性強(qiáng)的沉水植物作為先鋒種類,逐漸對(duì)水生植被的結(jié)構(gòu)加以優(yōu)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?yàn)檫b感技術(shù)與應(yīng)用。E-mail: wangqi099x@163.com

X524

A

1004-6933(2016)05-0123-07

2015-11-23編輯：王芳)