王日明, 黃 鵠

南流江口洲灘景觀過程研究

王日明1, 2, 黃 鵠2

(1. 欽州市環(huán)境生態(tài)修復(fù)重點實驗室 北部灣大學, 廣西 欽州 535011; 2. 廣西北部灣海岸科學與工程實驗室 北部灣大學, 廣西 欽州 535011)

熱帶小河口洲灘景觀格局對外部環(huán)境作用的影響極為敏感, 是潮灘水沙、地貌及植被耦合作用的結(jié)果。本文將遙感技術(shù)和景觀生態(tài)學方法相結(jié)合, 探討了北部灣南流江口洲灘的景觀特征及時空變化過程。主要結(jié)果表明: 2005—2019年南流江河口洲灘景觀要素自陸向海呈現(xiàn)紅樹林(桐花樹、秋茄)、茳芏及光灘格局, 在此期間內(nèi)的洲灘景觀多樣性指數(shù)低、景觀破碎化指數(shù)高。紅樹林、茳芏與光灘景觀類型優(yōu)勢度Do值大致相等。同時, 紅樹林與茳芏的擴張導(dǎo)致其面積持續(xù)增加而光灘面積減少。紅樹林、茳芏與光灘三者相互競爭又相互促進, 河口潮灘景觀處于快速發(fā)育階段。研究結(jié)果有助于對熱帶小河口洲灘植被演化格局的認識, 為熱帶河口地區(qū)生態(tài)恢復(fù)與濕地管理提供理論支撐。

景觀過程; 景觀格局; 遙感影像; 河口洲灘; 南流江

景觀格局是表征地球系統(tǒng)生物多樣性的重要指標[1]。景觀格局的變化直接反映地表生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能狀態(tài)以及影響生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)流、能量流及信息流的循環(huán)。一直以來, 國內(nèi)外都極為重視區(qū)域景觀格局的研究, 并主要集中在景觀結(jié)構(gòu)[2]、功能[3]、性質(zhì)[4]、景觀效應(yīng)[5]與景觀動態(tài)變化[6]等方面。與此同時, 針對生態(tài)系統(tǒng)表現(xiàn)的景觀格局區(qū)域性特征, 近年來在山地[7]、河流[8]、城市[9]、礦區(qū)[10]、島嶼[11-12]也取得了不少成果。河口三角洲鹽沼濕地受到高強度人類活動影響。氣候變化、海平面上升以及人類活動干擾等因素導(dǎo)致全球約1/3的紅樹林出現(xiàn)永久性損失[13]。為了探明河口洲灘景觀格局的變化, 及將如何影響河口地區(qū)生物多樣性與其生態(tài)服務(wù)功能, 一些學者將遙感技術(shù)和野外調(diào)查結(jié)合, 提出了長江口崇明東灘鹽沼濕地形成互花米草-光灘、互花米草-海三棱藨草-光灘景觀[14]、黃河三角洲潮灘鹽沼主要展現(xiàn)蘆葦鹽沼、堿蓬堿蓬-檉柳-蘆葦鹽沼、堿蓬鹽沼和光灘格局[15]、珠江口保護區(qū)內(nèi)以人工林為主的紅樹林群落[16]、粵東沿海灌叢小喬木復(fù)合紅樹林群落[17]。此外, 有學者利用遙感對北部灣紅樹林空間分布[18-19]、紅樹林岸線變遷[20]、濱海濕地景觀格局[21]進行了研究。然而, 南亞熱帶小河口洲灘紅樹林景觀格局方面的研究鮮有報導(dǎo)?；诖? 本文以南流江河口洲灘為研究區(qū), 探討近期洲灘景觀的時空變化特征, 以增加對熱帶小河口洲灘植被演化格局的認識, 為熱帶河口地區(qū)生態(tài)恢復(fù)與濕地管理提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與數(shù)據(jù)來源

南流江是廣西獨流入海第一大河。河流位于廣西東南部, 在其出海口形成面積約5 500 hm2的三角洲(圖1a)。干流河口位于合浦縣縣城西南約18 km, 東岸是沙崗鎮(zhèn)七星島茅荒擅, 西岸是西場鎮(zhèn)與沙崗鎮(zhèn)界鱟港江口, 兩岸相距約2 500 m, 河口西南走向, 河床寬510 m, 深3.25 m。兩岸有砌石堤圍, 河口有眾多江心洲, 由江心洲與七星島尾潮灘組成了南流江干流入?？谔厥獾纳鷳B(tài)系統(tǒng)。

河口潮汐屬于不正規(guī)全日潮, 平均潮差約為2.5 m, 海域冬半年以北向浪為主, 平均波高0.8 m, 夏季以西南向浪為主, 最大波高為4.8 m[22-23]。研究區(qū)覆蓋干流河口沙洲和低潮時出露水面的淺灘, 主要包括5個江心洲潮灘A、B、C、D、E和七星島島尾潮灘F(圖1b)。潮灘上所生長的植物主要有桐花樹[()]、秋茄[()]、茳芏(), 另有部分無瓣海桑()。

圖1 研究區(qū)域與河口沙洲位置。地圖來源于圖新地球4 (locaSpaceViewer4.0)

注: a: 南流江河口 b: 研究范圍A、B、C、D、E 5個江心洲與七星島島尾潮灘F

1.2 數(shù)據(jù)分析處理

1.2.1 景觀要素與景觀類型界定

由于潮汐起落, 使得潮灘時刻處于動態(tài)變化之中。因此潮汐水位的波動將在很大程度上影響洲灘植被覆蓋范圍, 導(dǎo)致洲灘景觀解譯出現(xiàn)偏差。本文2005年5月17日、2011年8月28日、2015年12月17日、2019年10月26日的谷歌地球高分辨率遙感影像(1.11 m)。所選擇遙感影像中, 2015年12月17日成像時刻潮位相對較高, 部分光灘被潮水所淹沒, 但紅樹林斑塊仍清晰可見, 茳芏斑塊可以識別, 對洲灘景觀解譯的影響在容許誤差之內(nèi)。其他3個影像基本處于低潮位相近水位, 能反映地物景觀的格局變化。這4組影像水邊線向陸依次可區(qū)分光灘和有地物的洲灘。隨后, 基于ENVI和ArcGIS對原影像進行幾何糾正和地理配準、裁剪和鑲嵌、彩色增強和濾波等預(yù)處理。在不同季節(jié)對研究區(qū)航拍與現(xiàn)場調(diào)查, 確認各景觀要素的解譯標志見圖2, 并核查區(qū)域景觀要素類型與分布狀態(tài)。經(jīng)影像解譯等得到較為準確的觀類型分布矢量數(shù)據(jù)。

圖2 遙感影像目視解譯標志

注: a、b、c: 紅樹林-桐花樹; d、e、f: 茳芏; g、h、i: 光灘; j、k、l: 水域

把沒有生長植物的潮灘定義為光灘。桐花樹與秋茄二者的景觀結(jié)構(gòu)、功能與性質(zhì)無太大差異, 無瓣海桑零散混生于桐花樹或秋茄種群中, 本文將其歸為紅樹林同類景觀。據(jù)此, 根據(jù)洲灘植被分布情況, 將南流江河口洲灘地物景觀分為紅樹林(主要為桐花樹與秋茄)、茳芏與光灘3種景觀類型。為消除潮汐水位對影像解譯光灘面積的影響, 以潮位最低的2005年5月17日衛(wèi)星遙感影像中露出水面的洲灘面積724.88 hm2作為研究區(qū)域景觀總面積t, 依次解譯紅樹林面積m與茳芏面積c, 則光灘面積b=t?m?c。

1.2.2 景觀格局指數(shù)計算

將遙感影像經(jīng)解譯、分類及提取的紅樹林、茳芏、光灘等景觀要素進行分層與聯(lián)合處理, 繪制景觀多樣性變化圖。同時統(tǒng)計各景觀要素數(shù)據(jù), 計算斑塊面積百分比(land)、斑塊密度(PD)、斑塊分維度(FD)、香農(nóng)(Shannon)指數(shù)()、優(yōu)勢度指數(shù)(Do)及景觀破碎化指數(shù)(FN)以全面診斷區(qū)域近期景觀格局的演替。各指標計算方法為:

(1) 斑塊面積百分比。斑塊面積百分比是確定景觀中優(yōu)勢景觀元素的重要依據(jù), 也是決定景觀中的生物多樣性、優(yōu)勢種和數(shù)量等生態(tài)系統(tǒng)指標的重要因素。用land表示斑塊面積百分比, 即景觀要素斑塊面積(i)占景觀范圍(本研究為潮灘)總面積(t)的百分比[24], 表示為:land=i/t′100%。當land→0時, 說明景觀中此斑塊類型變得十分稀少, 當land→100時, 說明整個景觀只由一類斑塊組成。

(2) 斑塊密度。斑塊密度表明單位面積()內(nèi)某類景觀斑塊的數(shù)量()[25], 用PD表示。某類景觀的斑塊密度可表示為PDi=i/i, 總景觀的斑塊密度可表示為PDt=(Si)/t。

(3) 斑塊分維數(shù)。斑塊分維數(shù)反應(yīng)景觀斑塊的形狀特征, 用FD表示斑塊分維數(shù)[26], 計算式為FDi=2 ln(i/4)/ln(i)。式中i為某景觀類型斑塊的總周長,i為某景觀類型斑塊總面積。

(4) 用表示Shannon多樣性指數(shù)[27]。Shannon多樣性指數(shù)反映景觀異質(zhì)性, 特別對景觀中各斑塊類型非均衡分布狀況較為敏感, 即強調(diào)稀有斑塊類型對信息的貢獻, 計算式為=–S(i)′ln(i)。其中i為某景觀要素面積占景觀總面積的百分比。當=0, 表明整個景觀僅由一個斑塊組成;增大, 說明斑塊類型增加或各斑塊類型在景觀中呈均衡化趨勢分布。

(5)優(yōu)勢度指數(shù)。優(yōu)勢度指數(shù)表明景觀類型在景觀中的優(yōu)勢程度, 用Do表示[28]。計算式為Do=max+S(i)′log(i)。其中max=ln(m), 表示最大多樣性指數(shù),i為某景觀要素面積占景觀總面積的百分比。當Do趨向于0時, 表明景觀中沒有明顯優(yōu)勢類型且各斑塊類型在景觀中均勻分布, 當Do趨向于1時, 表明景觀受到一種或少數(shù)幾種優(yōu)勢斑塊類型支配。

(6) 景觀破碎化指數(shù)。反映景觀中斑塊破碎程度, 用FN表示[29]。某景觀類型的景觀破碎化指數(shù)可表示為FNi=`/t′(i?1)。式中,`為某景觀要素斑塊平均面積,t為景觀總面積,i為某景觀類型斑塊數(shù)。FN反映了人類活動對景觀影響的強弱程度。

2 結(jié)果分析

2.1 洲灘景觀空間分布特征

南流江口洲灘景觀自2005年到2019年出現(xiàn)明顯變化, 紅樹林與茳芏迅速向海擴張(圖3a—圖3d)。其中, 2005年紅樹林主要分布在南流江口七星島附近的C、D及E三個區(qū)域, 到2011年時先前2005年C區(qū)橫向串溝的位置已被紅樹林覆蓋, 尤其明顯的是2005年E區(qū)發(fā)育幾處大型縱向潮溝(圖3a), 在2011年因紅樹林擴展而導(dǎo)致潮溝變窄(圖3b)。2005年零星散落的茳芏通過短短6年時間的發(fā)育, 在七星島E區(qū)向西、向海的F擴展。

與2011年比較, 七星島西北側(cè)裸露淺灘A和B區(qū)在2015年已有紅樹林發(fā)育, 同時在D、E、F區(qū)紅樹林進一步擴展, 特別在F區(qū)環(huán)七星島邊緣紅樹林成片。同期, 茳芏處于較快繁育階段, 這主要體現(xiàn)在C區(qū)及E區(qū)洲頭潮灘, 同時茳芏在F區(qū)紅樹林外圍縱向超過2 km的潮灘都有分布, 部分已成簇生長(圖3c, 圖4)。同時, 2019年南流江口A—F洲灘都覆蓋有紅樹林, 在A區(qū)沙洲完全覆蓋, B區(qū)正在向海擴張, 而E區(qū)先前的潮溝完全消失并被紅樹林取代, 而沿七星島海堤周邊的F區(qū)紅樹林已向海擴散400~500 m (圖3d)。茳芏在C區(qū)有所增加, 但在F區(qū)紅樹林前沿基本覆蓋出露潮灘, 而且成團擴張(圖4), 在七星島東南側(cè)的沙洲也出現(xiàn)大規(guī)模團狀茳芏, 并且以團簇的方式向?？焖贁U張(圖3d)?？傮w而言, 在最近15年時間尺度, 七星島周邊6個洲灘景觀自陸向海依次為紅樹林、茳芏和光灘, 茳芏主要分布于紅樹林外延或鑲嵌于紅樹林間(如圖3b和圖3d中E區(qū))。

2.2 南流江河口洲灘景觀動態(tài)變化

南流江河口洲灘地物由紅樹林、茳芏和光灘構(gòu)成(圖3)。最近15年內(nèi)南流江河口洲灘紅樹林面積顯著增加, 由2005年的69.54 hm2增大至2019年的190.33 hm2(表1), 面積在原有基礎(chǔ)上約增加了2倍。相應(yīng)的紅樹林斑塊面積百分比從2005年的9.58%持續(xù)增大到2019年的26.22%。同時, 茳芏面積從2005年的6.95 hm2增大到62.68 hm2。此外, 光灘面積由2005年的649.39 hm2減少到2019年的472.87 hm2, 這意味著光灘面積因紅樹林與茳芏的擴張而導(dǎo)致其發(fā)生迅速減小(圖3)。

圖3 景觀類型空間分布

圖4 茳芏擴張模式

景觀要素的斑塊密度表明紅樹林景觀破碎化程度較高。將圖3和表1結(jié)合表明, 在2005到2019年期間, 紅樹林斑塊數(shù)基本在63~82, 沒有明顯的增加。但紅樹林斑塊密度由2005年的0.992下降到2019年的0.331, 相當于遞減了近70%, 其面積卻增加了近3倍(表1)。即反映了紅樹林持續(xù)在擴張, 且擴張主要是擠占斑塊間的空間和整體向海遷移完成(圖3)。茳芏斑塊數(shù)從2005年到2011年增加了5倍, 面積僅增加了1倍(表1), 表明茳芏早期的擴張以小面積團簇狀斑塊占據(jù)向海灘涂的主要擴張方式。2011年到2019年間, 茳芏斑塊先增加后減少, 面積呈倍數(shù)級增加, 表明茳芏后期的擴張以單個斑塊面積呈環(huán)狀向外擴張、在原有小斑塊間生成新的斑塊的方式為主。隨著單個斑塊面積的增大與單位面積內(nèi)團簇狀小單元的增加, 團簇狀小單元相互交錯重疊形成更大的斑塊, 從而出現(xiàn)斑塊面積增加而數(shù)量有所減少的現(xiàn)象。相應(yīng)的茳芏斑塊密度類似變化(表1)也表明了茳芏的這一擴張模式。顯然, 茳芏在2015年前一直處于快速的擴散狀態(tài)(圖3a—3c), 隨后的4年期間, 以先前擴散的簇狀小單元為基礎(chǔ), 呈團狀形式向外擴張, 由此引起其面積增大而斑塊數(shù)減少(表1)。就光灘而言, 正由于茳芏在光灘上以零星方式擴張, 從而也導(dǎo)致光灘斑塊數(shù)增加。

表1 河口洲灘景觀要素特征

注: (1) 2015年潮位較高, 遙感影像解譯光灘面積為0(下同)。

(2): 斑塊數(shù);: 面積;land: 斑塊面積百分比; PD: 斑塊密度。

2.3 南流江河口洲灘景觀多樣性

南流江河口洲灘景觀2005年、2011年、2015年以及2019年的Shannon多樣性指數(shù)分別為: 0.168、0.186、0.142、0.221(表2)。由此可知河口洲灘景觀多樣性極低, 植物群落單調(diào), 且三類景觀要素的差異逐漸降低。

表2 河口洲灘景觀多樣性指數(shù)

注:: 景觀要素斑塊周長; FD: 斑塊分維度; Do: 優(yōu)勢度;: Shannon多樣性指數(shù)

由斑塊分維數(shù)表明(表2), 茳芏FD在1.29~1.45, 各個斑塊形狀存在差異, 但總體變化不大。經(jīng)現(xiàn)場調(diào)查確認, 茳芏斑塊大多呈圓形或圓環(huán)(圖4)。相鄰茳芏斑塊不斷向周圍擴張后相互滲透, 形成相交的圓, 圓形斑塊老化以及中心部位的植株衰老死亡后形成圓環(huán), 多個相交圓(圓環(huán))組合形成不規(guī)則多邊形是斑塊形狀差異的主要原因。紅樹林FD在1.3左右, 且呈持續(xù)下降趨勢(表2), 表明紅樹林斑塊間形狀差異較小, 且越來越趨向于近似矩形的凸多邊形發(fā)展。紅樹林的擴張是沿潮間帶向海逐步推進, 潮灘發(fā)育為紅樹林提供的帶狀宜林灘地是紅樹林斑塊呈帶狀凸多邊形形狀的主要原因。光灘分維度逐漸升高主要是由茳芏零星擴張引起光灘斑塊形狀發(fā)生改變。

茳芏斑塊面積百分比land由2005年的0.96%增大到2019年的8.64%, 但其斑塊密度PD2005年至2015年快速增加, 2015年至2019年又顯著減少(表1), 優(yōu)勢度Do有所下降(圖3, 表2), 表明茳芏前期面積的增加是以快速向外擴張形成眾多的小斑塊來實現(xiàn)的, 后期斑塊數(shù)量增加受限, 其面積的增加在于單個小斑塊向外擴張, 斑塊間相互交錯融合而形成更大的斑塊, 導(dǎo)致斑塊數(shù)量大幅度減少。紅樹林斑塊面積百分比land由2005年的9.58%增大到2019年的26.22%, 而其斑塊密度PD也相應(yīng)減少, 由0.992減少到0.331(表1), 優(yōu)勢度Do沒有太大變化(圖3, 表2)。表明紅樹林面積的增加主要表現(xiàn)為由沿斑塊外緣邊界線平行向潮灘外推[30]與斑塊間空地的填補而使斑塊合并。光灘面積百分比穩(wěn)步下降, 斑塊密度大幅度提高, 主要是由于茳芏與紅樹林侵占光灘, 對光灘的分割而使光灘破碎化, 光灘面積減少, 斑塊數(shù)量增加。同時, 三個景觀要素優(yōu)勢度Do值大致相等, 且自2005年到2019年優(yōu)勢度都處于下降狀態(tài)(表2)。這表明南流江河口洲灘景觀受這三類景觀要素所支配, 紅樹林與茳芏的發(fā)育擴張及對潮灘影響進程相一致, 紅樹林與茳芏面積的增加導(dǎo)致光灘面積減少, 光灘優(yōu)勢度下降幅度較大(表2)。顯然, 紅樹林與茳芏在南流江河口洲灘景觀中起主導(dǎo)作用。

2.4 南流江河口洲灘景觀破碎化程度

南流江河口洲灘各景觀類型破碎化指數(shù)都接近1(表3), 這意味著研究區(qū)景觀破碎化程度非常強, 各景觀要素斑塊面積小, 斑塊數(shù)量多, 斑塊較分散, 紅樹林與茳芏在該區(qū)域生長發(fā)育非?；钴S。光灘斑塊的分散為紅樹林與茳芏提供了生存空間, 紅樹林與茳芏在該區(qū)域具有極大的發(fā)展?jié)摿Α?/p>

表3 河口洲灘景觀要素破碎化指數(shù)

該區(qū)域景觀的發(fā)展方向為紅樹林斑塊的合并、向海推進與紅樹林和茳芏斑塊間的相互滲透并存, 景觀處于快速發(fā)育階段。

3 討論

南流江河口洲灘景觀的空間差異及變遷為紅樹林、茳芏和光灘三者共同耦合作用所致。在2005年, 紅樹林位于中潮帶以上區(qū)域, 茳芏則處于中潮帶以下區(qū)間, 二者各自有其生長發(fā)育的位置, 紅樹林與茳芏混生區(qū)域僅為0.71 hm2(圖3a)。隨后自2011年、2015年到2019年, 二者混生區(qū)域已有相當規(guī)模, 其面積達15.00 hm2, 是2005年的21倍(圖3b—3d)。混生區(qū)域反映了二者相互滲透和競爭, 一方面茳芏在向海擴張時, 也不斷向陸緣桐花樹種群空間侵入, 老齡桐花樹種群在逐漸老化, 被茳芏取代(圖3)。另一方面桐花樹種群向海擴張過程中也不斷擠占茳芏種群空間, 處于紅樹林外延的茳芏則快速向海發(fā)展, 茳芏通過捕集泥沙進而促進潮灘發(fā)育, 這為茳芏向海遷移又創(chuàng)造新的空間。桐花樹種群擠占混生區(qū)的茳芏空間后, 隨之進一步向海擴張, 從而又和其外延的茳芏形成新的混生區(qū)。

經(jīng)現(xiàn)場調(diào)查確認5個江心洲混交層為茳芏向紅樹林種群侵入的結(jié)果, 而七星島島尾潮灘的混交層則是紅樹林擠占了茳芏種群空間。故, 紅樹林與茳芏的向海擴張減少光灘面積。同時, 紅樹林與茳芏植物群落的沉沙促淤作用, 使潮灘高程升高, 促使向海潮灘面積增加, 由此引起光灘面積增加。潮灘高程升高至紅樹林與茳芏的宜林潮灘時, 又為二者擴張?zhí)峁┝肆⒌貤l件。三者間形成相互促進、相互競爭的關(guān)系。

更進一步, 紅樹林的斑塊數(shù)基本不變(表1)而斑塊密度增大(表2), 這說明其擴張除向海推進外, 同時存在其內(nèi)部空隙的填補, 即紅樹林面積的增加主要是由斑塊擴大或斑塊合并所致(圖3、圖5)。茳芏在早期是以自身斑塊數(shù)的增大而向海擴張, 引起其面積增大(圖3a), 在晚期如2019年則通過斑塊之間內(nèi)部空隙的填補而引起引起面積擴大(圖3d, 圖4)。即茳芏種群的擴張模式前期主要為侵占新領(lǐng)地而形成新的斑塊, 斑塊零散、隨機, 種群整體性不強, 后期則以斑塊的交錯與融合為主(圖3、圖4)。

圖5 無瓣海桑入侵與桐花樹擴張模式

此外, 徑流攜帶入海泥沙在河口沉積是潮灘發(fā)育的物質(zhì)基礎(chǔ)。由于江心洲受入海河水沖刷與潮汐回流的作用, 其江心洲頭與兩側(cè)受到水流的強動力作用, 泥沙在該區(qū)域內(nèi)下沉少, 江心洲潮灘向兩側(cè)擴張極為有限。從圖3可以看出, 七星島尾潮灘快速發(fā)育是南流江河口洲灘成長的主要特征(圖3a—3d)。由于潮汐水位的動態(tài)變化, 潮灘被潮水淹沒的范圍亦處于動態(tài)變化中, 從而較難從影像解譯潮灘向海淤漲速率。然而, 從紅樹林與茳芏的擴張范圍看, 能推定潮灘持續(xù)向海發(fā)育延展, 但潮灘向海推展速率和紅樹林及茳芏擴張速率的關(guān)系, 限于潮位的變化而可能需進一步深入研究。

4 結(jié)論

(1) 2005—2019年南流江河口洲灘景觀要素自陸向海呈現(xiàn)紅樹林(桐花樹、秋茄)、茳芏及光灘分布格局。河口洲灘景觀的Shannon多樣性指數(shù)在0.25以下, 景觀多樣性極低。景觀破碎化指數(shù)接近1, 近似于完全破碎化。景觀要素斑塊面積小, 斑塊數(shù)量多, 斑塊較分散。該區(qū)域景觀的發(fā)展方向為紅樹林斑塊的合并、向海推進與紅樹林和茳芏斑塊間的相互滲透并存。

(2) 紅樹林、茳芏與光灘景觀類型優(yōu)勢度Do值大致相等。紅樹林與茳芏所占面積逐年增大, 光灘為紅樹林與茳芏的擴張?zhí)峁┝肆⒌貤l件。

(3) 紅樹林擴張主要通過擠占斑塊間的空間和整體向海遷移完成, 茳芏在光灘上以團狀形式零星向海擴張, 紅樹林與茳芏在混交地帶不斷相互侵占。紅樹林與茳芏的發(fā)育侵占光灘空間, 但其沉沙促淤作用又加速光灘發(fā)育。光灘發(fā)育為紅樹林與茳芏提供更多宜林潮間帶, 促進紅樹林與茳芏的發(fā)展。

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Research on the landscape process of the Nanliu estuary

WANG Ri-ming1, 2, HUANG Hu2

(1. Qinzhou Key Laboratory for Eco-Restoration of Environment, Beibu Gulf University, Qinzhou 535011, China; 2. The Key Laboratory of Coastal Science and Engineering, Beibu Gulf University, Qinzhou 535011, China)

landscape processes; landscape pattern; remote images; estuarine shoal; Nanliu River

The landscape of shoals in tropical small estuaries is extremely sensitive to impacts of external forces, which is due to coupling actions among the water and sediments of the tidal flat, geomorphology, and vegetation. In this study, based on the combination of remote sensing and landscape ecology approach, the spatial–temporal processes and landscape characteristics of the estuarine shoal (ES) in the Nanliu River along the Beibu Gulf were explored. The main results showed that between 2005 and 2019, the spatial distribution of the landscape elements of the ES in the Nanliu River was mangrove,, and bare flat, from land to sea. The results also indicated that the landscape diversity index value of the ES was low, and landscape fragmentation index value was high. The values of landscape dominance among mangrove,, and bare flat were comparable. Meanwhile, the areas of both mangrove andsignificantly increased due to their vegetation expansion, which resulted in reduction in the bare flat area. Moreover, it was found that the present ES landscape is in a developmental stage, featuring competition and increase among the mangrove,, and bare flat. The study will be beneficial to the understanding of the evolutionary patterns for the ES in the small estuary of the tropical zone and can provide theoretical support for the ecological restoration and wetland management of the tropical estuarine region.

May 29, 2020

Major Program of National Natural Science Foundation of China, No. 41930537; National Natural Science Foundation of China, No. 41666003]

TU984.183

A

1000-3096(2020)12-0084-09

10.11759/hykx20200529001

2020-05-29;

2020-06-28

國家自然科學基金重點項目(41930537); 國家自然科學基金(41666003)

王日明(1971-), 男, 湖南省邵陽市人, 副教授, 博士, 研究方向: 濱海景觀生態(tài)修復(fù), E-mail: wangriming@bbgu.edu.cn; 黃鵠, 通信作者, 男, 教授, E-mail: mrhuanghu@126.com.

(本文編輯: 趙衛(wèi)紅)