鄱阳湖自然保护区植被生物量时空变化及水位影响*

叶 春，赵晓松，吴桂平，王晓龙，刘元波＊＊

(1:中国科学院南京地理与湖泊研究所，南京 210008)

(2:中国科学院大学，北京 100049)

鄱阳湖国家级自然保护区是我国首批被列入国际重要湿地名录的自然保护区之一，被世界自然基金会(WWF)划分为全球的重要生态区，同时也是白鹤、鸿雁和小天鹅等珍稀水禽最主要的越冬栖息地[1].作为湿地生态系统的重要组成部分，湿地植被生物量是其生态系统运行的能量基础和物质来源，在衡量湿地生态系统健康状况等方面具有重要的指导作用[2].目前，国内外相关学者针对鄱阳湖湿地植被方面已经开展较多的研究，如陈水森等[3]较早结合GIS 与遥感软件进行鄱阳湖湿地植被面积调查;雷天赐等[4]根据光谱知识和归一化植被指数(NDVI)阈值提取鄱阳湖湿地草洲;Chen 等[5]基于1999 和2005年秋、冬季两景Landsat TM 影像提取鄱阳湖苔草分布格局，分析了其时空变化;Dronova 等[6]采用面向对象分类方法提取了2007-2008年枯水期鄱阳湖湿地植被分布景观变化;张方方等[7]和余莉等[8]均采用时间序列Landsat TM 影像分析了水位变化对鄱阳湖湿地植被分布的影响.这些工作大多集中于植被景观变化分析，尽管部分工作[9-11]研究了鄱阳湖湿地生物量估算方法，但却很少关注该区域湿地植被生物量时空动态变化规律及受水位变化的影响.考虑到鄱阳湖是一个吞吐型、季节性的大型浅水湖泊，湖水位受到入湖五河来水和长江水位的双重影响[12]，其复杂的水文过程对保护区湿地植被的分布范围和生长状态影响显著[13-16]，特别是在退水期，这种影响更为明显.研究退水期间鄱阳湖国家自然保护区植被生物量在空间和时间上的分布变化，对于维护保护区域生物多样性及候鸟生存环境等方面具有重要的现实意义.

本文利用Moderate Resolution Imaging Spectroradiometer(MODIS)增强型植被指数(Enhanced Vegetation Indices，EVI)时间序列数据，结合野外实测生物量数据，通过湿地植被地上生物量与植被指数间的数量关系建立生物量反演模型，获取研究区2001-2010年湿地植被生物量时间序列，辅以研究区高程和水文气象等数据，分析其退水期生物量的空间分布格局及时间变化规律，并探讨水位变化对其影响程度，以期为鄱阳湖自然保护区湿地生态环境和生物多样性的保护利用提供科学依据.

1 研究区概况与数据来源

1.1 研究区概况

鄱阳湖国家自然保护区位于鄱阳湖西北角，为赣江北支和修水复合三角洲前缘的洲滩湿地.保护区以吴城镇为中心，下辖9 个子湖泊及其草洲，总面积224 km2[1].这些子湖泊丰水期和鄱阳湖相连通，枯水期随水位下降而逐渐与主湖区相分离，其中蚌湖、大湖池和大汊湖为面积较大的子湖泊.本文研究区范围为去除保护区内基本不受鄱阳湖水位影响的城镇、林地和人工圩堤等区域后，以保护区缓冲区为边界的子湖盆及其洲滩[15]，实际面积331 km2(图1).

该区属亚热带湿润季风型气候，年平均气温17℃左右.雨量充沛，多年平均降水量为1600 mm 左右，但年内分配极不均匀，4-9月降水约占全年降水量的75%[1].鄱阳湖水位每年自4月进入雨季开始上涨，一般8-9月开始逐渐下降.洲滩显露后，16.0 m 高程以上湿地植被以芦苇、南荻群落为主，13.5 ～16.5 m高程以苔草群落为主[14].

图1 鄱阳湖国家自然保护区(底图为2009年10月26日 TM5-4-3 波段合成)Fig.1 Poyang Lake National Nature Reserve(the background is Landsat TM taken on October 26，2009)

1.2 数据来源

本研究所需数据主要包括遥感数据、地面实测数据、数字高程模型(DEM)和水文气象数据.

1)遥感数据:遥感数据来自 NASA 的 MODIS 16 天合成产品 MOD13Q1(http://reverb.echo.nasa.gov/)，数据格式为EOS-HDF，空间分辨率为250 m.本研究使用了覆盖研究区范围的、空间位置在全球正弦投影系统中编号为h28v06 的数字图像，时间序列为2001-2010 每年退水期内第209 天(7月28日)至第353 天(12月 19日)，每年 10 景影像，共计 100 景.利用 MODIS 数据重投影工具软件(MODIS reprojection tools，MRT)，将下载的数据统一进行格式和投影转换，提取EVI 波段，转换后的数据为TIF 格式，投影为WGS84/UTM50.利用研究区矢量边界裁剪得到保护区范围EVI 影像，由于原始文件为节省存储空间考虑采用整数进行存储，EVI 取值范围为[-2000，10000]，将所有EVI 乘以转换系数0.0001，归一化处理到[-0.2，1.0]之间.另外获取了2001-2010年无云日期MODIS 提取鄱阳湖水域面积结果，数据集描述详见文献[17].

2)野外实测数据:野外工作于2008-2010年秋、冬季退水后进行，9-11月份每月2 次，选择保护区内地形平坦且出露草洲，根据不同高程设置采样样地.每个样地设置1 m×1 m 样方3 个，记录其植被类型、高度、植株数目，取其样方内地上植被齐地面收割，测其鲜重，计算3 个样方的平均值作为该样地的地上生物量.湿地植被地上生物量鲜重能更好地反映湿地特性和植被含水量特征，本文重点分析湿地植被鲜重，以下生物量模型建立和分析均为鲜重.同时每次采用GPS 记录各采样地的地理坐标.剔除异常值后，共计有效样本数35 个.

3)DEM 数据:根据江西省水文局提供的1980年鄱阳湖湖盆实测数据，通过ARCGIS 9.3 软件插值生成湖区DEM.由于水位数据采用吴淞高程基准，而高程数据为1985年国家高程基准，将DEM 数据转换为吴淞高程(1985年国家高程基准+1.836 m).

4)水文气象数据:以星子水文站观测的日水位数据代表保护区实际水位.其他相关气象资料(月降水和气温数据)选择距离保护区最近的南昌气象站为代表，数据来自中国气象科学数据共享网(http://cdc.cma.gov.cn/).

2 数据处理与分析

2.1 生物量反演模型

基于植被样方实测数据，在ENVI 软件中根据采样点的经纬度坐标转换为矢量点文件，选择对应像元相应日期的EVI 数据，通过样点生物量与对应像元EVI 的相关关系建立生物量反演模型.

根据EOS/MODIS 卫星遥感监测数据EVI 和实测样方数据生物量数据，建立不同生物量回归模型.以洲滩草地生物量为因变量，对应日期的植被指数EVI 为自变量，获取线性、指数、乘幂和二次多项式4 种回归模型(图2).4 种模型和遥感植被指数的相关性程度均较为满意，比较而言乘幂模型相关系数最优.因此最终采用的研究区湿地植被地上生物量反演模型为乘幂模型，相关公式为y =5184.7x1.27，式中，y 为地上生物量密度(g/m2)，x 为 EVI 值，R2=0.823 且在 0.05 水平上通过 F 检验.

图2 鄱阳湖洲滩草地生物量和EVI 的4 种反演模型Fig.2 Correlation analysis between vegetation biomass and EVI of Lake Poyang

通过研究区的MODIS 植被指数EVI 时间序列数据，每景EVI 影像通过对应日期的水域掩模获取植被分布，再结合生物量反演乘幂模型，计算得到对应日期的生物量空间分布图，而非植被部分生物量则以0 值表示;然后利用ENVI 软件统计每日影像的植被像元生物量密度平均值、植被面积以及总生物量，其中总生物量为所有植被像元的生物量之和，即植被面积与平均生物量密度的乘积;从而得到植被生物量的平均生物量密度、植被面积、总生物量时间变化序列.

2.2 生物量空间格局与变化

2.2.1 生物量空间分布一般规律 鄱阳湖自然保护区2001-2010年生物量密度多年平均值总体处于0 ～1402 g/m2之间，除蚌湖沿湖心往四周逐渐升高外，大致呈现出南高北低的分布格局.其中，生物量密度低值区大多分布在各子湖泊或洼地中心地带处，平均在300 g/m2以下.距离各子湖泊中心越远，由于对应的高程逐渐增加，其生物量密度也呈现逐步增加的趋势.生物量密度的空间分布与研究区的高程分布密切相关:当高程位于14 ～17 m 区间时，对应的生物量密度往往较高，达到1200 ～1500 g/m2;而当高程高于17 m 或低于14 m 时，生物量密度一般较低，仅仅在300 ～600 g/m2之间(图3).

2.2.2 生物量空间格局变化 洲滩植被的生长除了受自身季节生长节律的控制之外，同时还较多地受到湖泊水位涨落的影响，因此研究区湿地植被生物量的空间分布在研究时段的不同时期亦有很大差别.根据MODIS 植被指数对应日期，将2001-2010年每年 8月13-28日、10月16-31日、12月3-18日的遥感影像反演得到的生物量图逐像元平均，所得结果分别代表8、10 和12月份的生物量多年平均值.退水期(8、10和12月份)保护区生物量密度总体上呈现先增大后减小的变化趋势(图4)，且变化较大的地方一般集中在13 ～17 m 高程区域(图5).8月份由于鄱阳湖水位较高，研究区大部分面积仍处水淹状态，因此生物量密度总体上相对较低，68%以上区域生物量密度小于300 g/m2，仅在保护区西南部的高处滩地维持着较高值，最大生物量密度达到2278 g/m2;进入10月份，随着更多滩地出露，植被面积进一步扩张，同时较早出露的高处洲滩植被长势更盛，从而使得该时间段的总体生物量密度达到最高，生物量密度超过300 g/m2的区域面积达到232 km2，占研究区面积的71%以上，其中超过1500 g/m2的区域面积也有10.2 km2，区域的生物量密度均得到很大程度地增加，但生物量密度最大值略低于8月份，为2208 g/m2;12月份进入冬季以后，植被分布面积渐趋稳定，但高处滩地的植被已逐渐枯萎，植被生物量密度较10月份有一定程度的减小，此时生物量密度超过1500 g/m2的区域面积极小，且主要位于14 ～15 m 高程区间.

2.3 植被生物量时间变化

2.3.1 退水期生物量季节变化 保护区内湿地植被平均生物量密度年内变幅不大，均值为980 g/m2，标准差为138 g/m2.退水初期(7月28日)生物量密度较低，仅有901 g/m2.此后逐渐上升，峰值出现在11月1日，达到1170 g/m2，之后生物量密度又逐渐减小到687 g/m2(图6).由于本文所指生物量密度为出露洲滩范围的所有植被平均值，不同高程洲滩出露时间不一，较早出露洲滩处的植被生物量升高，新出露处的洲滩植被刚萌芽，导致总生物量密度为不同生长阶段植被的平均值，因此生物量密度平均值的季节变化并不是很明显.

总生物量变化受生物量密度和植被面积的双重影响.总生物量多年均值为17.2×107kg.退水早期植被面积仅为91.8 km2，占研究区总面积的28.4%，因此总生物量最低，仅为8.27×107kg.此后逐渐上升，11月初植被面积和生物量密度均达到较高值时，总生物量达到最高值，为26.3×107kg.而后植被面积渐趋稳定，总生物量随生物量密度的降低而减小，年底降到15.1×107kg(图6).9月以前出露植被生物量平均密度和植被面积变幅均较小时，总生物量变化也不大.植被面积自9月14日的131 km2，到10月16日迅速上升到225 km2，此段时间总生物量迅速由12.1×107kg 上升到25.2×107kg.由此可见，总生物量年内变化前期受植被面积变化影响较大，后期主要为生物量密度影响.

2.3.2 生物量年际变化 研究区湿地植被生物量不仅年内变化明显，同时年际之间亦存在着较大差异.研究区退水期、2001-2010年总生物量多年平均值为18.3×107kg，总体呈现微弱下降趋势，但并不显著.生物量较高年份有2001、2006 和2009年，其中2006年最高，为28.2×107kg，超过多年均值54%;最低年份为丰水年的2010年，仅有 8.37×107kg，为多年平均值的46%(图7).

图3 2001-2010年研究区高程分布(a)和退水期生物量密度多年均值空间分布(b)Fig.3 Elevation distribution of the study area(a)and spatial distribution of multi-year mean of the biomass density in flood recession period (b)during 2001-2010

图4 退水期鄱阳湖自然保护区的生物量密度多年均值分布Fig.4 Seasonal variations of the mean value of biomass density in flood recession period in Poyang Lake National Nature Reserve

年最大生物量代表最优条件下的生物量.年最大生物量和年平均生物量的年际变化趋势类似，多年均值为 32.9× 107kg，最高为2006年的 42.4× 107kg，其次为 2009年和2001年.仅2002年的生物量最大值不同于平均值变化趋势，该年平均生物量低于2001年，但最大值为 42.3×107kg，超过 2001年的 37.3×107kg.结合2002年星子水位数据和附近南昌站气象数据可知，该年9月份平均水位为17.1 m，远超过同期多年均值1.3 m，植被面积减小导致年平均生物量小于2001年;但10月水位仅为12.6 m，低于同期多年平均值1.7 m，月降水量为108 mm，平均气温为19.3℃，水热因子充沛，均有利于植被生长，导致总生物量显著上升.2001、2006、2009年总生物量较高的年份均在10月份以前达到最高值;2003 和2008年在11月初达到最大值，2010年在12月以后方达到最高值.

图6 鄱阳湖自然保护区退水期内平均生物量密度、植被面积以及总生物量年内变化Fig.6 Intra-annual variations of biomass density，vegetation area and total biomass during the flood recession period in Poyang Lake National Nature Reserve

图7 退水期鄱阳湖自然保护区总生物量年际变化Fig.7 Inter-annual variation of the total biomass during the flood recession period of Poyang Lake National Nature Reserve

2.4 水位影响

2006年为水位特低年份，该年保护区各高程洲滩平均出露天数达到143 d，远远超过其他年份，导致生物量为历年最高.2005、2008 以及2010年的平均出露天数最低，总生物量也较小.其中2010年属丰水年，早期水位较高，洲滩出露较迟，当湿地植被开始生长时，气温已降至较低值，影响植被生长[18].而2005年和2008年由于秋、冬季水位变化异常，9月份水位回升，导致部分之前出露洲滩重新被淹没[8]，但部分区域植被较早出露，导致遥感估算的植被分布面积和生物量密度虽然不高，但却超过总出露天数较多的2010年(表1).

为分析生物量年际变化的水位影响，分别以2001-2010年的出露天数、植被面积、总生物量的每年均值(表1)与多年平均值相减，得到总生物量、出露天数以及植被面积的年距平值.从历年总生物量距平与年出露天数距平以及植被面积距平之间的关系来看，均呈正比关系(图8).其中，总生物量距平与植被面积距平之间的相关性更高.洲滩出露天数每增加10 d，总生物量约增加2.17×107kg;年均出露面积每升高10 km2，总生物量增加1.41×107kg.其相关公式分别为y=0.217x 和y =0.141x，相关系数分别达到0.719 和0.865.

由于保护区缺少长期观测水位，本文采用星子站水位数据代替研究区水位，由此计算的各保护区出露天数，带来一定程度不确定性.退水期，尤其低水位时，研究区各子湖泊与主湖区相分离，各子湖泊水位相对于鄱阳湖区有一定滞后性[19]，但基于遥感的鄱阳湖保护区湿地淹没与水位状况分析表明，总体而言，保护区湿地的淹没变化情况仍然受到主湖区水位的影响，滞后效应的周期较短，影响较小[20].

总而言之，湿地植被自水位下降、洲滩出露后开始生长.退水早晚决定了洲滩出露时间和范围，进而影响湿地植被生长季长度和植被分布面积.退水时间越早，则植被生长时间越提前，同时鄱阳湖区秋季温度高于冬季，植被能较好地进行光合作用，从而生物量密度更高.水位越低，则洲滩出露范围越广，即表明总植被面积越高.

图8 年均生物量距平与出露天数距平(a)以及植被面积距平(b)的相关关系Fig.8 Relationship of the exposed days(a)，vegetation area (b)anomaly and the total biomass anomaly

表1 2001-2010年退水期鄱阳湖自然保护区年平均出露天数以及湿地植被面积、生物量密度和总生物量Tab.1 Exposed days，vegetation area，biomass density and total biomass in study area during the flood recession period of 2001-2010 in Poyang Lake National Nature Reserve

3 结语

本文利用MODIS-EVI 时间序列数据，反演了鄱阳湖自然保护区2001-2010年退水期内不同时相的湿地植被生物量，分析了植被生物量的时空分布及其变化，以及总生物量与水位变化所引起的洲滩出露时长以及面积的关系，得出如下结论:(1)同基于样方的生物量调查方法相比，遥感估算植被生物量能够提供详细的生物量空间分布状况，克服生物量的空间异质性所带来的影响，从而提高估算精度.同时，对于湿地部分难以抵达的区域，亦可通过遥感间接估算其植被生物量;(2)研究区植被生物量的空间分布同其高程分布格局相关，但不同季节存在较大差异;时间变化上，总生物量年内变化前期主要受植被面积变化影响较大，后期主要受生物量密度影响;年均生物量与洲滩出露天数以及植被分布面积呈显著相关，水位为影响研究区生物量变化的重要因素.所得研究结果有助于我们认识鄱阳湖保护区植被分布与生长变化规律，从而为保护区资源管理以及相关研究提供借鉴.

致谢:感谢中国科学院南京地理与湖泊研究所鄱阳湖湿地观测研究站在野外工作中的大力支持，中国科学院南京地理与湖泊研究所孙占东副研究员提供水文数据，在此一并表示感谢.

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