滨海湿地是海洋和陆地生态系统的交汇带，同时也是多功能特殊过渡区带，其生态系统敏感脆弱，是生物入侵多发地区^[1-2]。互花米草(Spartina alterniflora Loisel.)是一种禾本科虎尾草族米草属多年生耐盐草本入侵植物，具有耐盐、耐淹、耐重金属、繁殖能力强、扩散速度快等生理生态学特征，以惊人的速度蔓延我国东部沿海地区，侵占原有植被的生长地，对当地生态系统的功能、结构以及服务价值有重大影响，进一步影响当地景观格局的演变。景观格局的演变是区域非生物环境、生物作用和人类活动多因素的综合结果，从景观尺度上深入揭示互花米草扩散机制对滨海湿地景观演变的影响已成为当前研究亟需解决的问题^[3-6]。

霞浦滨海湿地是福建省滨海湿地互花米草入侵最严重的区域之一，根据霞浦县海洋与渔业局的调查资料显示，霞浦县已有0.33万hm²湿地被互花米草侵占，每年以15%左右的速度蔓延，其对潮滩的肆意占领不仅改变了原生潮滩生态系统结构和服务功能，而且造成了河口、航道淤积，与滩涂养殖“争地”等负面影响，因此对霞浦滨海湿地互花米草入侵研究尤为重要。已有的研究主要集中在生态尺度上种群的特征^[7-8]、扩张的机制^[7]、对生态环境的影响^[9]等方面，而在景观尺度上对当地景观格局影响的研究还未见报道。文中利用遥感监测手段获得不同时期霞浦滨海湿地景观格局，探索互花米草空间扩张对滨海湿地景观格局演变的影响，为开展互花米草入侵生态风险评价与预警研究提供了研究基础，也为当地部门管理与控制互花米草提供依据。

霞浦县位于北纬26°25′[KG-*4]~[KG-*8]27°09′，东经119°46′~120°26′，是宁德市下辖的一个县，处于中国海岸线的中部，福建省东北部，东濒东海，西接福安，北邻福鼎、柘荣，西南与宁德、罗源、连江隔海相望，县境东西宽约60 km，南北长约70 km，陆地面积1 708.44 km²，海域北起福鼎福瑶、台山列岛，南至连江北茭咀，总面积29 592.6 km²，滩涂面积218.5 km²，海岸线长479.9 km，森林覆盖率59.8%。霞浦县辖松城、松港2个街道办事处，长春、牙城、溪南、沙江、下浒、三沙6个镇，盐田、水门、崇儒、柏洋、北壁、海岛6个乡。研究区地处东南沿海，属于中亚热带季风湿润气候，同时具有山地、盆谷地等多种气候特点，光照充足，雨量充沛，春夏雨热同期，秋冬光温互利，年平均气温16~19 ℃，年平均降雨量1 100~1 800 mm，年平均相对湿度79.2%，年平均无霜期330 d左右。沿海区域主要有潮土、滨海风沙土、水稻土、盐土4类，其中盐土分布面积最大。海水平均盐度3.079%，沿海潮汐为半日潮，季度平均大潮差5.01~5.83 m，小潮差3.37~4.10 m。

根据霞浦滨海湿地的实际情况^[10]，参考《关于特别是作为水禽栖息地的国际重要湿地公约》 ^[11-12]中湿地分类体系，建立霞浦滨海湿地三级分类体系，其中包括湿地景观、非湿地景观2个一级分类，自然湿地、人工湿地、其他用地景观、建筑用地4个二级分类以及浅海水域、潮间裸滩、互花米草、秋茄[Kandelia candel (Linn.) Druce]、人工库塘、农田、养殖场、其他非湿地景观、建筑用地9个三级分类。湿地景观包括自然湿地和人工湿地；非湿地景观包括其他用地景观和建筑用地。自然湿地包括浅海水域、潮间裸滩、互花米草、秋茄；人工湿地包括人工库塘、农田、养殖场。

收集覆盖2006、2011和2016年的三期遥感数据，采用福建省地质测绘院遥感中心提供的多源高分辨率卫星影像作为数据源，其中2016年遥感影像数据有高分一号(GF-1)、天绘一号(TH-1)，2011年的为RapidEye影像数据，2006年的为谷歌影像(Google Earth)，总共23景作为影像数据源，经过裁剪拼接后的图幅分别为G50D003012、G50D004012、G50D005012、G51D003001、G51D004001、G51D005001。由于互花米草、秋茄生长在潮滩上，且互花米草在6—10月为生长季，满足覆盖解译的要求，因此选取潮位低、无云覆盖、6—10月的影像。影像数据均为全彩色，空间分辨为2.00~8.53 m，另外用于校正的底图为1 : 10万地形图以及野外勘测GPS定位点。

首先对原始影像进行几何精校正、影像配准、融合、镶嵌及裁剪，然后通过现场野外考察9种类型的实物现状，获取卫星遥感影像解译标志，利用Arcgis10.0软件平台对研究区影像进行目视解译，数据矢量化，接着进行融合，消除破碎的斑块，最后建立拓扑规则，修正三期影像数据的边界，使得研究范围保持一致，最终得到霞浦滨海湿地2006、2011、2016年景观类型图。精度评价采用Kappa系数，计算得到2016、2011、2006年的精度分别为92.33%、91.20%、89.74%。综合前人的研究^[11]，可知当分类结果Kappa>85%时，说明分类结果较好，因此本研究的遥感影像分类满足要求。

根据研究区的现状、特点以及研究目的，鉴于国内外前人的研究成果^[13]，选取有代表性能描述单一景观单元的形态特征、组成景观空间构型的特征以及景观整体多样性特征的景观指数，分别是斑块个数(patch number，NP)、最大斑块所占景观面积的比例(largest patch index，LPI)、景观形状指数(landscape shape index，LSI)、散布与并列指数(interspersion juxtaposition index，IJI)、聚集度(contagion index，AI)、相似毗邻百分比(proportion of like adjacency，PLADJ)、香农多样性指数(shannon′s diversity index，SHDI)，利用Pearson相关分析探索互花米草入侵对霞浦滨海湿地景观格局的影响。

在Arcgis 10.0平台上，运用叠加分析方法，得到2006—2011年和2011—2016年两段时期间隔互花米草面积转移变化。采用斑块质心变化方法，对2006、2011、2016年三期互花米草斑块分布质心的比较，以揭示10 a霞浦滨海湿地互花米草空间扩张规律和趋势。其公式为:

式中：X_t、Y_t分别是第t年互花米草整体类型景观质心的经度和纬度坐标；C_ii为互花米草第i个斑块面积；X_i、Y_i分别为互花米草第i个斑块的质心的经度和纬度坐标。

霞浦滨海湿地景观类型面积变化见表 1。由表 1可见，2006—2016年，霞浦县自然、人工湿地面积均总体减少，非湿地景观面积总体增加。自然湿地面积总体减少了3 740.08 hm²，其中浅海水域面积减少最多，秋茄的面积减少最为显著，主要是入侵种互花米草竞争力强，不断侵占秋茄生境。潮间裸滩和互花米草面积不断增加，潮间裸滩面积从9 342.66 hm²扩张到12 077.42 hm²，互花米草面积从2006年1 147.64 hm²到2016年3 334.67 hm²，几乎是之前的3倍。互花米草入侵定植后，开始增长速度很快，而后有下降的趋势。人工湿地面积总体减少了4 364.19 hm²，其中农田面积不断减少，10 a后总体减少为10 229.62 hm²，而养殖场和人工库塘面积总体增加。非湿地景观面积总体增加了8 104.26 hm²，建筑用地和其他非湿地景观面积都呈现逐年增加趋势，随着滨海地区大开发，湿地景观也正在被侵占作为建筑用地或者成为其他非湿地景观。

2006—2016年霞浦滨海湿地互花米草与其他景观类型面积相互转化见表 2。从表 2可知，2006—2011年，共有996.39 hm²其他景观类型转入到互花米草，仅有58.54 hm²互花米草转出到其他景观类型。2011—2016年，共有1 458.39 hm²其他景观类型转入到互花米草，共有184.71 hm²互花米草转出到其他景观类型。2006—2011年，互花米草入侵面积最大是潮间裸滩，而人工库塘为零。从百分比来看，最严重是秋茄滩，入侵面积占总面积的28.86%，其次是潮间裸滩，为9.16%，其他类型不超过1.00%，属于轻度入侵。2011—2016年，互花米草入侵面积最大还是潮间裸滩，人工库塘仍然较小。从百分比来看，秋茄仍然保持高度入侵率，接近40%的面积被互花米草入侵。从互花米草转出到其他景观类型看，2006—2016年，转出主要是潮间裸滩、养殖场，秋茄和人工库塘无转出。

通过景观质心公式计算得出，2006—2011年，互花米草景观质心向东偏北方向移动了3.32 km，平均每年向陆扩张0.66 km·a^-1；2011—2016年，质心向西北方向移动了14.44 km，平均每年向海扩张2.89 km·a^-1。

根据互花米草面积转移矩阵，通过Arcgis10.0平台得到2006—2011年和2011—2016年互花米草扩张变化图(图 1)，能够清晰观察不同时期互花米草空间扩张变化。从图 1可以看出，互花米草主要分布于牙城镇与三沙镇河口、长春镇与沙江镇之间的海岸、溪南镇、松港福宁湾、盐田畲族乡盐田港，由于该区域潮滩为粉砂质黏土，有机物含量丰富，盐度适合等环境条件适宜互花米草生长。通过景观转移矩阵可以看出，2006—2016年，整体上看主要以其他景观类型转入到互花米草为主，仅有小部分的互花米草转出到其他景观类型中，说明互花米草仍在扩张，没有有效的措施来限制它扩散。其中转入和转出的景观类型主要有潮间裸滩和养殖场。虽然互花米草的扩散方向有向海和向陆两个方向，但是向海方向比向陆方向转移的面积明显较多，这说明向陆方向受到阻碍。

	图 1 2006—2016年霞浦滨海湿地互花米草扩张变化 Fig. 1 The change of S. alterniflora in coastal wetland of Xiapu County from 2006 to 2016
图选项

霞浦滨海湿地整体景观格局指数如表 3所示。2006—2016年，NP先增加后减少，LPI不断增大，LSI出现小幅度增加后减少，而IJI在10 a间不断增加。研究区蔓延度先增加后减少，同时AI和PLADJ先减少后增加，说明研究区域景观呈现先分散后聚合的特征。SHDI先减少后增加，整体变化幅度不明显。

霞浦滨海湿地互花米草景观格局指数如表 4所示。2006—2016年，NP先增加后减少，说明互花米草景观破碎程度先增加后减少。LPI不断增加，随着入侵扩散后，斑块面积增大。LSI先大幅增加后小幅度减少，说明互花米草斑块边缘形波动变化。IJI、AI和PLADJ增长较快，呈现互花米草与湿地景观交错分布，相互镶嵌，破碎的斑块演变连续的片状特征。

对整个研究区域景观水平指数与互花米草空间格局指数进行相关性分析，结果见表 5。互花米草LSI与景观水平格局指数呈现显著的相关关系，其中：与景观水平LSI (1.000^**，P＜0.01)呈现极其显著的正相关关系，与AI (-0.999^*，P＜0.05)和PLADJ (-0.998^*，P＜0.05)呈现显著的负相关，与其他指数呈现不显著相关关系。

互花米草入侵对滨海湿地景观影响研究已成为近年来研究的热点^[13-14]。互花米草空间分布、扩张特征以及格局变化对滨海湿地景观产生重要的影响，改变区域景观结构的组成、多样性和异质性特征。从空间分布上看，2006—2016年，互花米草面积不断扩大，10 a后的面积为2 187.03 hm²，期间与其他景观类型相互转化，入侵的主要是潮间裸滩、秋茄自然湿地，而转出的主要是养殖场、农田人工湿地，导致区域地景观类型面积波动变化显著，潮间裸滩、秋茄等自然湿地面积减少，由于互花米草多生长于海滩高潮带下部至中潮带上部广阔滩面，可以适应高盐度和高水位的生境条件，较宽的生态位是互花米草能够成功地入侵自然湿地的重要条件^[15]。人工湿地和非湿地面积不断增加，据霞浦县林业局提供的互花米草防治成果报告可知，围垦、机械清除物理防治措施是主要采取的方法，围垦为了建立缓冲区，隔离互花米草的联系通道，非湿地景观面积相应会增加，清除互花米草用以开发养殖场等人工湿地，人为的管理下影响互花米草入侵方向，进一步影响整体区域景观的结构组成。

从空间扩张特征看，互花米草整体先向海再向陆扩张，扩张的速率不断加快，向陆扩张速率是向海的5倍，扩张特点整体呈现破碎化，部分呈现连续带状的特点，扩散范围广。这与前人研究互花米草有向陆和向海的扩散方式，扩张特点分散的斑块状演变成连续的带状分布的结论相类似^[15]。由于互花米草具有保滩护岸、促淤造陆生态功能，成为滨海湿地优势景观类型，导致区域向着单一连续的盐沼植被景观方向发展，但向陆方向扩张受限，向海方向明显，随着盐城海岸带开发战略的实施，滩涂围垦加剧，抑制互花米草扩散，迫使其向着浅海区域方向扩张。互花米草能利用有性繁殖在大范围空间进行扩散，在小范围即局部空间则以克隆繁殖的方式扩散种群^[16]，出现了整体景观呈现破碎化，部分连续带状特点。

从景观格局变化看，互花米草的形状越复杂，霞浦滨海湿地景观出现较大的边缘长度和密度，区域景观的聚集度越低，这表明互花米草入侵力强，不断挤压景观类型，斑块形状复杂化，景观优势度降低，破碎化程度明显。越不规则的斑块，景观异质性越高，景观多样性指数同样变大。不同区域景观格局特征有差异性，对江苏盐城滨海湿地、上海崇明东滩的研究均表明，互花米草入侵使得滨海湿地景观破碎度加大，景观异质性程度加剧，景观多样化向单一化均衡发展^[17-18]。这与文中研究结论基本相似，但是景观多样性变化表现出差异性，这说明不同区域的地形、水文、植被等地理环境差异，互花米草对区域景观产生不同的影响。文中动态分析了互花米草空间分布、扩张特征、景观格局变化对霞浦滨海湿地景观演变的影响，对往后制定防控互花米草策略为当地部门控制与管理入侵物种提供了基础，以实现滨海湿地经济发展与生态环境可持续发展。当然，互花米草对研究区的影响只考虑了景观生态学相关内容，在以后的工作中继续结合研究入侵生态过程，以深入探索不同尺度下入侵对区域影响。