互花米草(Spartina alterniflora Loisel)，禾本科米草属植物，原生长于北美洲大西洋沿岸潮间带。自1979年从美国引入中国以来，互花米草因具有耐淹耐盐、适应和繁殖扩散能力强等特点在中国东部沿海地区迅速扩散开来，在保滩护岸、促淤防浪等方面发挥了重要作用。但作为外来物种，互花米草种间竞争能力强，繁殖速度快，在生长过程中不断占据本土植被生长空间，使原生植被种群面积大量减少，互花米草逐渐成为当地先锋植被，并发展成为入侵物种。互花米草的入侵对当地生态系统产生的影响不容小觑，潮滩本土植被面积逐渐减少，近海生物栖息环境遭到破坏，使得潮滩生物多样性减少，进而影响潮滩生态系统。现在浙江整个东部沿海滩涂都有互花米草分布。到2015年止，浙江互花米草面积达142.82 km^2[2]，而三门湾地区互花米草分布面积仅次于杭州湾。

互花米草主要生长于河口、海岸等淤泥质潮滩，但潮滩地区人工调查方法耗时长且不能快速地获得相关信息，工作难度较大。卫星遥感技术具有长时序、周期短、快速获取地面信息、覆盖范围广等优势，很好地弥补了这一不足。无人机遥感因具有高分辨率、机动灵活和方便快捷等特点，成为卫星遥感重要的补充手段。遥感技术目前已成为监测海岸带生态环境的重要手段，可更加准确高效的提取相关信息。遥感解译的方法众多，其中监督分类^[3]和利用决策树信息^[4]提取方法对提取淤泥质潮滩互花米草具有良好的效果，可更加有效的提取相关信息。遥感研究发现互花米草生长入侵是分阶段进行的^[5]，且年扩展率逐渐减小，扩展随着潮滩环境的不同而表现各异。互花米草的扩散对潮滩地貌也产生了重要影响，互花米草可通过使平均流速降低、产生紊动及改变垂向流速剖面来阻挡水流^[6-8]，且对互花米草植被区研究发现其水流流速明显大于光滩区，互花米草对水流流速具有很强的阻碍作用。王爱军等^[9-10]利用P-A模型分析得出其种植加快了潮滩沉积速率，互花米草更易使细颗粒沉积物沉积，致使互花米草生长滩面悬沙浓度明显低于光滩区域^[11-12]。由此可见潮流携带泥沙的运动状态被互花米草的存在所改变着，使潮滩地貌发生变化。而潮沟则最能反映这一特征，沈永明等^[13]通过对江苏东台市潮滩互花米草盐沼地貌研究得出其潮沟密度大，宽深比较小，较大潮沟两侧易形成明显的沿岸堤，区别于其他植被的潮沟形态。在对互花米草的影响因素研究中，发现潮滩环境^[15]、高程^[39]、土壤^[18]、盐度^[14]、微量元素^[40]、人类活动^[16]等都对其生长有影响。

尽管互花米草的研究已日渐成熟，但对于三门湾地区互花米草的深入研究还较少。本文利用2000—2020年遥感数据结合无人机航测技术对三门湾北部潮滩互花米草进行解译提取，根据野外踏勘进行目视修正，提取互花米草分布面积，对一市港西侧、双盘涂、三山涂、下洋涂及蟹钳港潮滩几个重点部分进行精细分析，得出三门湾地区近20年间互花米草面积分布特征及影响因素。

1 研究区概况

三门湾海域面积为775 km²，其中水域面积约480 km²，潮滩面积约295 km²，是浙江省区域面积仅次于杭州湾的第二大海湾。三门湾地理范围为北纬28°57′—29°22′，东经121°25′—121°58′，是一个整体呈NW-SE走向的半封闭海湾^[17]，经过多年的自然演变，湾内形成了六个良好的深水港汊和淤泥舌状滩地相间分布，包括岳井洋，胡陈港，沥洋港，蛇盘北港、蛇盘水道和健跳港(见图 1)，构成了独特的港湾淤泥质地貌。湾口内外多岛屿，外海传入的波浪被岛屿部分阻挡，难以在湾内形成大的波浪。潮汐属于正规半日潮性质，湾内落潮流历时略大于涨潮流历时，平均潮差4 m以上，属于强潮海湾。受港湾地形控制，湾内潮流运动形式为往复流。由于三门湾周围没有径流量大的河流注入，泥沙主要来源于潮流输沙，主要淤积物质来源于长江大量入海泥沙随沿岸流向东南扩散及东海陆架沉积物的向岸输送，湾内沉积物质来源丰富。

2 数据来源与处理 2.1 卫星遥感数据来源

为探究互花米草分布变化，基于综合考量，从已有的遥感卫星存档数据中收集了2000—2020年间部分TM、ETM、OLI和Sentinel-2数据遥感影像，选取的研究区内各卫星影像基本无云，位于低潮位，质量良好。主要搜集网站为中国地理空间数据云(http://www.gscloud.cn/)和欧洲航空局(https://www.copernicus.eu/en)，具体信息见表 1。

2.2 卫星遥感数据处理

用ENVI软件对卫星遥感影像进行预处理，包括影像裁剪，波段融合以及辐射校正、大气校正等预处理工作。首先根据研究区对遥感影像进行三门湾范围及重点区域的裁剪，包括规则裁剪与不规则裁剪，减少其他地物的干扰。为获得更高分辨率的影像，利用Landsat8影像数据中高分辨的第八波段与低分辨率波段进行融合。为更好的利用各地物光谱信息进行分类，利用ENVI中FLAASH模块进行辐射定标及大气校正，获得地物真实反射率。其中Landsat7部分影像因传感器损坏有条带，首先进行了条带去除处理。

建立ROI训练区，并以此对各个波段的反射率进行统计分析，不同地物呈现不同的反射率曲线及变化规律，确定互花米草生长范围及其光谱信息。互花米草与本土植被芦苇、农田、无植被覆盖的光滩、养殖区域以及建设用地等在光谱反射率上有较大差别，利用归一化植被指数NDVI将其他地物与河流、养殖池等水体信息区分开来。单波段光谱信息区分人工建筑物、道路、芦苇、农田等。图 2为各地物光谱反射率曲线，互花米草(A)光谱特征与建筑物(E)、道路(C)和光滩(F)在波段1、2、3段差别较大，利用波段1作为自动分类主要依据，波段2、3进行分类验证；互花米草与农田(B)在波段5区分度较强，选取第五波段区分互花米草与农田区；而互花米草与芦苇(D)在波段6相差较大，因此可利用第六波段将两者区分来开。根据波段信息选取阈值并反复调试区分阈值，以达到最好效果，在ENVI软件中利用决策树分类法对潮滩互花米草进行解译提取，并以目视判读检验其提取精度，将分类结果利用混淆矩阵进行验证，结果发现总体精度为96.85%，卡帕系数为0.96，该方法分类精度较高。将分类结果在ArcGIS里进行面积统计，分析其变化过程。

2.3 无人机遥感数据与方法

无人机数据来源于中国地质调查局青岛海洋地质研究所开展的浙江中部海岸带综合地质调查项目，调查选用的无人机为纵横大鹏CW-20C垂直起降固定翼油动无人机飞行平台，搭载的传感器为尼康D810相机，分辨率为7 360×4 912，镜头焦距为35.0 mm。数据处理时利用Context Capture Center Master软件建立测区并导入数据，包括照片、POS及控制点，设置相关参数并进行空中三角测量及测区三维重建工作，生成正射影像图，获取测区DSM数据，精度达到10 cm。

3 结果 3.1 三门湾区

互花米草目前已成为三门湾潮滩地区先锋植被，截至2020年4月，互花米草面积为34.9 km²。图 3为自2000—2020年三门湾地区互花米草面积变化规律，互花米草植被在这20年间里呈现往潮滩边缘不断扩散的生长趋势。2000—2010年间互花米草面积由21.82 km²增长到30.24 km²，年增量为0.84 km²；2010—2020年间互花米草面积增长到34.91 km²，年增量为0.47 km²。其中在2017年时互花米草面积达到峰值36.11 km²，2017年后，部分互花米草生长的上游潮滩被改造为海水养殖池。总体上互花米草面积有所下降，但潮滩下游米草扩增趋势仍然持续，尤其以一市港、双盘涂、三山涂潮滩变化明显。

3.2 一市港潮滩

一市港潮滩2000年时互花米草面积仅有0.59 km²，主要沿潮滩潮沟发育方向分布(见图 4(a))；2000—2010年间互花米草向潮滩内部不断扩充，呈带状与斑块状分布在潮滩，2010年时面积为1.91 km²(见图 4(b))，年增量为0.13 km²(见表 2)；2017年时一市港潮滩互花米草面积进一步扩充几乎占据了整个潮滩，呈片状分布，北部潮滩部分受到围垦养殖影响，但总体上互花米草面积仍呈增加趋势，其面积达2.53 km²(见图 4(c))，年增量为0.08 km²；到2020年时因跨海大桥建设与养殖等人类活动影响，互花米草面积减少为2.08 km²(见图 4(d))，年减少量为0.15 km²。其中养殖增加面积为0.41 km²。一市港20年间互花米草面积共增加了约1.5 km²。

3.3 双盘涂潮滩

双盘涂潮滩区域2000年互花米草面积仅为1.88 km²，主要沿潮沟在潮滩边缘呈带状分布(见图 5(a))；2000—2010年，互花米草面积向潮滩内部不断扩散，且向海向岸两侧都有明显的扩增趋势，2010年时面积达4.74 km²(见图 5(b))，十年间年均增长量为0.29 km²(见表 2)；2017年时互花米草面积扩增为6.44 km²，年增量为0.24 km²，互花米草已扩散至整个潮滩，呈片状分布，潮滩下游向海一侧扩增趋势明显，主要成斑块状分布，向陆一侧因靠近堤坝不再增长(见图 5(c))；2020年互花米草向海一侧仍呈不断扩增的趋势，但潮滩中部及上游因受人工围垦养殖的影响导致互花米草面积有所减少，其整体面积为6.31 km²(见图 5(d))，年减少量为0.043 km²，其中新增养殖池面积为0.36 km²。双盘涂潮滩20年间互花米草面积共增加了约4.4 km²。

3.4 三山涂潮滩

三山涂潮滩2000年时互花米草生长分布面积为3.22 km²，主要沿潮滩潮沟附近分布，呈带状分布(见图 6(a))；2010年面积达到了8.95 km²，十年间年增量为0.57 km²(见表 2)，且互花米草面积沿潮沟两侧进一步向潮滩内部扩增，呈带状和斑块状分布(见图 6(b))；2017年时互花米草面积为9.10 km²，年增量为0.02 km²，因受围垦养殖、修建堤坝及跨海大桥等人工活动导致增量有所减缓，但潮滩南部向海一侧互花米草面积扩散趋势明显，在外侧呈斑块状分布(见图 6(c))；2020年三山涂围垦养殖面积进一步扩大，但潮滩南部互花米草扩增趋势仍明显，此时互花米草面积为7.0 km²(见图 6(d))，年减少量为0.7 km²，其中新增养殖面积为2.20 km²。三山涂潮滩20年间互花米草面积总共增加了约3.8 km²。

3.5 下洋涂潮滩

下洋涂潮滩2000年时互花米草在潮滩外侧零散分布，面积为2.34 km²(见图 7(a))，因2006年时下洋涂开始实施围垦工程，主要用于农业用地与养殖，到2010年5月工程竣工，在潮流作用影响下，长江口丰富的沉积物质不断在堤坝外侧进行堆积，为互花米草的生长提供了有利空间。2010年9月时解译发现互花米草沿西部堤坝外侧零星分布，面积只有0.82 km²(见图 7(b))；2010—2017年间互花米草沿西部堤坝进一步扩散，且堤坝东部也开始有互花米草分布，2017年时面积达到1.48 km²(见图 7(c))，年增量为0.09 km²(见表 2)；2020年时，解译发现互花米草沿堤坝东西部边缘面积继续扩大的同时也不断向南北方向扩增，面积达到2.48 km²(见图 7(d))，年增量为0.33 km²。

3.6 蟹钳港潮滩

蟹钳港潮滩2000年时潮滩互花米草面积仅为1.88 km²，主要分布在蟹钳港南部潮滩边缘，呈现小斑块分布的趋势(见图 8(a))；2010年时互花米草面积达到3.23 km²，十年间互花米草年增量达到了0.14 km²(见表 2)，且南北都有分布，范围进一步扩大，互花米草分布呈现带状、片状趋势(见图 8(b))；2017年互花米草面积为3.65 km²，年增量为0.06 km²，期间部分面积因人工养殖围垦而减少，但总体仍呈现增长趋势，表现在互花米草进一步向东、向北方向扩充(见图 8(c))；2020年时互花米草面积达到4.37 km²，年增量为0.24 km²，互花米草扩充明显(见图 8(d))。蟹钳港潮滩20年间互花米草面积总共增加了约2.5 km²。

4 讨论

自然状态下，潮滩植被分布区高程(高程：即该点沿铅锤方向到某假定水准基面的距离)与植被生长发育存在密切联系^[14]，在合适的水深条件下互花米草具有一定的耐水淹及抗氧胁迫能力。而高程因素则是水深条件的重要影响因素。根据无人机航测得到三门湾潮滩的数字高程模型(DEM：Digital Elevation Model)数据，着重分析下洋涂南侧潮滩，自堤坝向外垂直拉剖面，得到高程数据。如图 9是剖面自堤坝向外海扩展的高程变化，图 9(左)中的(a)—(f)与图 9(右)互相对应，从堤坝向外依次为堤坝，光滩，互花米草，潮沟，互花米草及光滩。由图可知，潮滩地形高程基本呈现由大堤向外海逐渐减小的趋势，互花米草生长区域与光滩高程有一定差距，说明高程影响互花米草的生长，且剖面图显示，互花米草是高程变化的明显分界带。互花米草具有防浪固沙的作用，互花米草的生长会促使潮滩淤积加速，相反，潮滩淤积高程增加又为互花米草的生长提供空间，两者相辅相成，相互促进。

互花米草有沿潮沟扩展的趋势，尤其在三山涂潮滩最为明显。互花米草在扩散初期最先沿潮沟分布，逐渐向潮滩内侧充填，即潮沟对互花米草生长分布有引领作用。这与吴德力等^[5]在福建罗源湾对互花米草扩散特征的研究相一致，他们认为这种引领作用与薄层归槽水有关，在落潮末期潮水落至归槽水位以下时，滞留在盐沼植被表面的潮水主要通过潮沟来排除，该过程中盐沼内物质便向潮沟两侧靠拢，而滩面对薄层水的摩阻力使得盐沼物质在潮沟两侧堆积，进而形成互花米草沿潮沟扩展的趋势^[19-20]。同时研究发现潮沟的形态大小是发挥引领作用的关键因素，通过观察无人机高精度飞行数据发现在三山涂部分潮沟附近(见图 10)，互花米草生长前缘，潮沟两侧光滩坡地坡度较缓，潮沟深度在2 m左右，宽度在14 m左右，缓坡地较缓，缓坡边缘生长有互花米草，呈带状分布，说明在该地区潮沟引领互花米草生长分布作用较明显。

互花米草的扩散呈现先边缘再向内充填的趋势。卫星影像图中2000—2017年变化较明显，而观察无人机高精度飞行影像发现在互花米草扩散前缘具有先斑块后连续的特征。互花米草具有消浪缓流的作用，在其扩增前部位置，种群斑块和连续种群之间受潮流的影响相对于光滩而言较小，因此水中的悬浮物质更易再次沉积，所以互花米草易在此处扩散。随着斑块距离连续种群的距离越远，斑块面积和密度有逐渐减小的趋势，该扩散过程存在“Allee”效应，即个体繁殖成功率随着种群的大小和密度的增加而增加，而在小的或者低密度的种群中灭绝率会增加^[21-22]。相关研究发现扩散前缘互花米草斑块多在离种群50m范围附近进行定居，距离种群越远其密度越小^[32-35]。分析三门湾互花米草扩散前缘发现其扩增趋势符合这一特征(见图 11)。

总体上，三门湾潮滩2000—2020年间互花米草的面积不断增加，人类围垦面积也在不断增加(见图 12)。影响互花米草面积变化的主要因素为人类活动及其引起的水动力环境变化。三门湾地区进入新千年以来围垦速率加快，人类工程活动等对潮滩生态环境造成了一定的影响。根据2006年浙江省滩涂围垦规划资料，三门湾沿岸已围成滩涂面积共246.73 km²，根据浙江省滩涂围垦总体规划、宁波市滩涂围垦造地规划及台州市滩涂围垦总体规划等资料，2004—2009年三门湾沿岸已完成的大规模围填海工程总面积约64.7 km²，2009—2020年规划中的大规模围垦项目总面积约92.3 km^2[23]。填海造陆主要分布在蛇蟠岛、三山涂、下洋涂等地，围垦养殖在五个典型区域都有分布。滩涂围垦养殖导致的互花米草面积变化在双盘涂及三山涂潮滩最为明显，双盘涂自2017年后潮滩上游围垦养殖逐渐增多，围垦养殖面积大于潮滩下游互花米草扩增的面积，所以2020年双盘涂区域互花米草面积相比2017年有所减少；同样三山涂潮滩2020年时互花米草面积小于2017年，呈下降趋势，也是因上游围垦养殖持续发展，其面积大于下游互花米草扩增面积。填海造陆对沿岸潮滩地区进行建堤匡围，会直接挤占互花米草生长区域，使互花米草面积减少，例如下洋涂区域2000年时滩涂互花米草面积为2.34 km²，并处于不断扩增之中，但在2006—2010年5月内下洋涂滩涂进行大规模围垦工程，滩涂面积减少，解译2010年9月份下洋涂遥感影像时提取的互花米草面积仅为0.82 km²。

三门湾大规模的围垦活动显著改变了其水动力情况，海湾的沉积环境也发生了系统性的变化^[24-27]。随着围填海工程的实施，三门湾总纳潮量逐渐减小，水体交换率逐年下降，水体交换时间从2004年的不超过45天延长到2020年的51天左右，从而同时导致陆源及海域养殖区营养盐长时间滞留在湾内，为互花米草提供了有利的生长环境。围垦活动的加剧和三门湾港汊较多等原因，导致三门湾水域流速降低，尤其是落潮流优势被削弱，有利于沉积物的沉积，潮滩淤积，高程增加，水深地形发生变化，为互花米草的生长提供了地形条件^[28]，这也是2000年以来互花米草面积不断增长的主要原因。

同时，互花米草的扩散也为潮滩的促淤演变提供了条件。互花米草具有缓流消浪的作用，波浪越靠近岸边，水深越浅，底床摩擦作用加剧，因此动能逐渐减少，由于互花米草根茎发达，加剧了波能的衰减^[29-30]，促进了滩面物质的堆积，加剧潮滩淤积^[36-37]。

但互花米草在固滩促淤方面发挥了重要作用的同时也引发了一系列的负面作用。三门湾地区滩涂资源丰富，是浙江省三大水产养殖地之一，主要以虾、蟹、贝类养殖为主，互花米草不仅会侵占潮滩生物养殖空间，其发达的根系也会拦截随潮水涌来的鱼虾贝类，当潮水退却后，鱼虾贝类等生物却会因缺水而死亡，严重威胁渔业生产。据统计，宁海市每年因此损失超过5 000万元^[31]。同样，三门湾地区拥有丰富的港口资源，但互花米草的入侵堵塞航道，严重影响了各类船只的进出港，对当地经济及社会发展产生消极影响。从引进到入侵，互花米草的利与弊也一直是人们争论的焦点，我们需要辩证的看待这一问题，重视互花米草的综合开发与治理。

5 结论

(1) 2000—2020年间三门湾北部潮滩互花米草快速扩张，面积由2000年的21.82 km²增加到2017年达到峰值为38.6 km²，2017年后，部分互花米草生长的上游潮滩被改造为海水养殖池，总体上互花米草面积有所下降，到2020年4月份统计的互花米草面积为34.91 km²，但潮滩下游互花米草扩增趋势仍然持续。

(2) 潮沟对互花米草的扩展有一定的引领作用，三门湾地区互花米草生长扩散过程中首先占据潮沟区域，在一市港、双盘涂、三山涂等区域均有明显体现，其中潮沟的大小及坡度等形态是其发挥引领作用的关键因素。

(3) 三门湾地区互花米草的扩散呈现先边缘再向内充填，扩散前缘具有先斑块后连续的趋势。扩散过程存在“Allee”效应，且扩散前缘互花米草斑块多在离种群50 m范围附近进行定居，距离种群越远其密度越小。

(4) 互花米草变化受人类活动影响大，围垦等人类活动使得三门湾地区水动力环境发生了明显变化，纳潮量减小，水交换时间延长，陆源及海域养殖区营养盐长时间滞留在湾内，为互花米草提供了有利的生长环境；而互花米草的扩散也为潮滩的促淤演变提供了条件，其促进了滩面物质的堆积，加剧潮滩淤积。两者相互促进。