塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應

2024年3月7日發(作者：小丑兔)

植物生態學報 2020, 44 (6): 616–627

DOI: 10.17521/cjpe.2019.0267

Chine Journal of Plant Ecology

塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應

蔚 亮1,2 李均力1,3* 包安明1,3 白 潔1,3 黃 粵1,3 劉 鐵1,3 沈占鋒4

1中國科學院新疆生態與地理研究所, 綠洲與荒漠國家重點實驗室, 烏魯木齊 830011;

2中國科學院大學, 北京 100049;

3新疆遙感與地理信息系統應4用重點實驗室, 烏魯木齊 830011; 中國科學院空天信息研究院, 北京 100094

摘 要 及時了解和定量分析荒漠區河岸帶濕地月度時序變化趨勢及對生態輸水過程的響應, 對認識濕地生態修復過程, 改進生態輸水策略, 維護濕地生態系統穩定具有重要意義。該文基于Landsat ETM+/TM/OLI和Sentinel 2形成的月尺度的密集長時序遙感數據, 分析2000–2018年塔里木河下游英蘇-阿拉干之間的濕地時序變化特征, 并評估濕地變化對生態輸水過程的響應。結果表明: 近19年來濕地面積持續增加, 其中2011–2013年和2017–2018年是面積快速增加的時段。不同的單、雙通道輸水方式和輸水量大小解釋了喀爾達依濕地與博孜庫勒濕地在不同時段增長的快慢。對濕地面積與生態輸水量、地下水埋深關系的分析表明, 累計生態輸水量的持續增加是近20年來塔里木河下游河岸帶濕地擴張的重要因素, 每年大于3.5億m3的雙通道生態輸水, 地下水埋深維持在–5.0– –3.5 m是濕地持續穩定增長的關鍵。

關鍵詞 荒漠區河岸帶濕地; 時間序列; 生態輸水效應; 時滯分析; 塔里木河下游

蔚亮, 李均力, 包安明, 白潔, 黃粵, 劉鐵, 沈占鋒 (2020). 塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應. 植物生態學報, 44, 616–627. DOI:

10.17521/cjpe.2019.0267

Temporal areal changes of wetlands in the lower reaches of the Tarim River and their re-spons to ecological water conveyance

YU Liang1,2, LI Jun-Li1,3*, BAO An-Ming1,3, BAI Jie1,3, HUANG Yue1,3, LIU Tie1,3, and SHEN Zhan-Feng4

12State Key Laboratory of Dert and Oasis Ecology, Xinjiang Institute of Ecology and Geography, Chine Academy of Sciences, ürümqi 830011, China;

University of Chine Academy of Sciences, Beijing 100049, China;

3Key Laboratory of GIS & RS Application Xinjiang Uygur Autonomous Region, ürümqi

830011, China; and

4Aerospace Information Rearch Institute, Chine Academy of Sciences, Beijing 100094, China

Abstract

Aims Ecological water conveyance is of great importance for dert riparian wetland ecosystem. However, few

studies have been focud on the quantitative evaluation of water conveyance to wetland restoration due to a lack

of continous obrvation data. This paper analyzed the temporal wetland area changes between Yengisu and Alagan

in the lower reach of Tarim River bad on time ries remote nsing data during 2000–2018, and evaluated the

effects of ecological water conveyance on wetland restoration, so as to guide the ecological water conveyance and

maintain the stability of the dert wetland ecosystem.

Methods About 354 Landsat ETM+/TM/OLI, Sentinel 2 images during 2000–2018 were ud to map the

monthly wetland area changes in the lower reach of Tarim River, then their annual, asonal and spaital areal

changes were analyzed. The correlation between wetland area changes and ecological water conveyance,

underground water levels were also evaluated bad on Pearson correlation and cross-correlation methods.

Important findings The wetland area has steadly incread in the last 19 years. The areal change rate was minor

before 2011 while rapidly incread after 2011. The wetland expanded at a high rate during 2011–2013 and

2017–2018. Different ecological water volumes and water conveyance patterns (single channel or dual channel)

can explain different areal changing rates at different stages. The correlation analysis between wetland area

changes and ecological water volumes showed that the accumulative ecological water volume is the primary

reason causing wetland expansion in recent years. In order to maintain a steady improvement of wetland

——————————————————

收稿日期Received: 2019-10-15 接受日期Accepted: 2020-02-24

基金項目: 國家重點研發項目(2017YFB0504204), 中國科學院創新交叉團隊項目(JCTD-2019-20), 國家自然科學基金(41671034和41971375)和天山雪松人才計劃(2018XS11)。Supported by the National Key R&D Program of China (2017YFB0504204), the CAS Interdisciplinary Innovation Team

(JCTD-2019-20), the National Natural Science Foundation of China (41671034 and 41971375), and the Tianshan Cedar Talent Project (2018XS11).

* 通信作者Correspondingauthor(***********.)?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

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vegetation, more than 350 million square meters of ecological water are conveyed to the downstream of the Tarim

River through dual channel. When the groundwater depth is maintained between –5.0– –3.5 m, the wetland

vegetation can sustain a good growth condition.

Key words dert riparian wetlands; time ries; ecological water conveyance effect; temporal delay analysis;

lower reaches of Tarim River

Yu L, Li JL, Bao AM, Bai J, Huang Y, Liu T, Shen ZF (2020). Temporal areal changes of wetlands in the lower reaches of the Tarim

River and their respons to ecological water conveyance. Chine Journal of Plant Ecology, 44, 616–627. DOI: 10.17521/cjpe.

2019.0267

濕地是干旱區的重要景觀, 在維持區域生態平衡、保護生物多樣性方面具有不可替代的作用(周華榮, 2005)。近幾十年來, 受氣溫升高、過度放牧、農業灌溉引水增加的影響, 干旱區濕地出現了不同程度的萎縮乃至消亡等現象, 濕地的生態功能也逐漸喪失(Petus et al., 2013; Jiang et al., 2014; Chen &

Liu, 2015; Zhao et al., 2015; Xie et al., 2016; Fang

et al., 2018), 其中以咸海和塔里木河下游的濕地生態系統退化最為顯著(Micklin, 1988; Hao et al., 2008;

Shen et al., 2019)。干旱區濕地生態退化過程及成因分析、濕地生態修復及治理已受到國內外學者的廣泛關注(Enzel et al., 2003; Jenkins et al., 2005; Wang,

2010; Klein et al., 2014)。英蘇至阿拉干之間的河岸帶濕地是塔里木河下游最重要的一個濕地(梁匡一,

1987), 在維系極端干旱區的荒漠生態系統等方面具有重要作用。近60年來, 在氣候變化和人類活動的干擾下, 塔里木河下游河道斷流、地下水下降, 濕地一度消失(趙銳鋒等, 2006); 2000年以來, 塔里木河流域管理局先后18次對塔里木河下游河道連續生態輸水, 下游河岸帶濕地和臺特瑪湖得到了一定程度的恢復(李麗君等, 2018)。開展塔里木河下游濕地生態恢復評估, 及時了解和掌握塔里木河下游濕地的變化趨勢和生態修復過程, 對認識該區域濕地演變過程與機理、評估下游生態環境改善狀況等具有重要意義。

自塔里木河下游生態輸水工程實施以來, 不少學者分別從生物多樣性(尹林克和李濤, 2005; Chen

et al., 2006; Hao

et al., 2009), 植被長勢(Xu et al.,

2007; Hao & Li, 2014), 地下水埋深(徐海量等, 2004;

陳亞寧等, 2007; 郝興明等, 2008; Xu et al., 2009; Ye

et al., 2009)等方面評估了塔里木河下游生態修復情況。研究表明生態輸水后地下水位的恢復是下游生態系統恢復的關鍵, 不同輸水量、地下水位對植被長勢和生物量增加具有較大的差異。作為濕地植被調查和動態監測的重要手段, 不少學者利用多源、多時相遙感技術分析塔里木河流域的濕地景觀格局變化(Zhao et al., 2009; 劉洪霞等, 2019)和時空變化特征(黃粵等, 2013), 并分別從植被類型與結構變化(朱緒超等, 2015), 生態價值評估(王希義等, 2019),

生態用水保障(白元等, 2015)等方面評估了輸水工程的生態效應。然而, 塔里木河下游河岸帶濕地植被稀疏、植被覆蓋度低, 中低分分辨率遙感時序數據難以識別和監測干旱區河岸帶稀疏植被的變化(古麗?加帕爾等, 2009)。另外, 受生態輸水和地下水水位變化的影響(古力米熱?哈那提等, 2018), 濕地的季節性變化和年度差異都比較顯著, 少數幾期的中高分辨率遙感數據缺乏時序連續性, 難以描述干旱區濕地的周期性、季節性變化特征。為了定量評估塔里木河下游河岸帶濕地變化與生態輸水量和地下水位的關系, 獲取中高分辨率遙感密集時序的濕地面積信息就成為生態輸水效應評估的關鍵。

為此, 本文選擇塔里木河下游英蘇-阿拉干之間的河岸帶濕地作為研究對象, 采用2000–2018年Landsat系列衛星和Sentinel-2等構建密集時序的多源遙感數據, 分析近19年濕地面積的月度/年度和空間變化過程, 并結合塔里木河下游生態輸水過程及地下水埋深變化, 分析濕地面積與生態輸水量、地下水位的量化關系。

1 材料和方法

1.1 研究區概況

塔里木河下游河岸帶濕地位于新疆巴音蒙楞蒙古自治州尉犁縣和若羌縣毗鄰的河汊交匯地帶。塔里木河自大西海子水庫以下分為兩支, 南側一支是塔里木河故道, 北側一支為其文闊爾河, 兩河體大致呈平行狀并在阿拉干處交匯, 兩條河道周邊形成了連片的河岸帶濕地(圖1)。其中, 喀爾達依濕地位于其文闊爾河北側的其文庫勒低地, 博孜庫勒濕地位于其文闊爾河與塔里木河故道之間的低洼地帶,

濕地主要依靠河道水源補給。濕地植被主要包括胡

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圖1 塔里木河下游濕地研究區域圖。

Fig. 1 Map of study area of the lower reaches of the Tarim River.

楊(Populus euphratica)、檉柳(Tamarix chinensis)、蘆葦(Phragmites communis)、羅布麻(Apocynum ven-etum)、鹽穗木(Halostachys caspica)等(趙銳鋒等,

2006)。

研究區地處沙漠腹地, 東西兩側分別為塔克拉瑪干沙漠和庫姆塔格沙漠, 降水稀少、蒸發強烈, 屬于典型的溫帶大陸性荒漠氣候。1959年之前, 沿塔里木河河道分布的濕地區域面積較大, 其中喀爾達依濕地分布著眾多的水面和濕地植被, 最大時形成連片的大湖, 在1969年時尚有100多km2的水面

(梁匡一, 1987)。大西海子水庫建成后塔里木河下游斷流頻繁, 濕地面積逐漸萎縮, 至20世紀90年代濕地一度消失。自2000年以來, 從大西海子水庫向其文闊爾河、塔里木河故道進行單通道(向其中一條河道輸水)或雙通道(同時向兩條河道輸水)輸水, 下游生態環境顯著改善(李麗君等, 2018)。

1.2 數據源及數據處理

采用2000–2018年的354期多源遙感數據提取濕地面積信息, 其中遙感數據以Landsat ETM+/TM/OLI為主要數據源, 對于部分缺乏數據的月份采用條帶

修復的ETM+ SLC-off數據和Sentinel 2數據加以補充, 每月至少1景數據, 最后形成近19年覆蓋英蘇-阿拉干的月尺度遙感時序數據(圖2)。論文還采用了2000–2018年自大西海子至塔里木河下游的生態輸水數據(李麗君等, 2018), 包括輸水方式、輸水時段和輸水量, 進而分析生態輸水與濕地變化的相關關系。此外, 本文還采用塔里木河流域管理局喀爾達依和英蘇生態斷面觀測的月度地下水埋深數據, 分

圖2 2000–2018年塔里木河下游濕地研究區多源遙感數據時序分布圖。

Fig. 2 Temporal distribution of multi-source remote nsing

data in the study area of the lower reaches of the Tarim River

during 2000–2018. DOY, day of year.

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析月度濕地面積變化與月平均地下水位的量化關系。由于研究區處于內陸干旱區的腹地, 年降水量約30 mm, 濕地的主要補給水源來自于生態輸水和地下水, 故這里不考慮降水變化對濕地變化的影響(黃粵等, 2013)。

1.3 研究方法

1.3.1 濕地時序信息提取

本文采用面向對象的濕地信息分層提取方法(朱長明等, 2014)提取濕地信息, 分別獲取濕地水體和濕地植被的時序信息, 并結合人工編輯對時序濕地面積信息進行一致性編輯和質量驗證。首先, 對多源遙感數據進行預處理, 生產天頂反射率產品;

其次, 采用對象分割技術對光譜相似的像元進行聚類, 獲取地類特征基元; 然后, 采用歸一化水體指數和歸一化植被指數確定濕地分布的大致區域, 并結合濕地的光譜特征和空間特征, 由易到難構建規則集, 獲取濕地植被和水體矢量邊界的時序信息;

最后, 采用ArcGIS的矢量編輯功能, 對多時相的濕地邊界進行一致性檢驗, 改正部分濕地誤提和漏提的情況, 得到精度驗證的濕地時序變化信息。

1.3.2 濕地時序變化分析

本文采用年際變化、季節變化和空間頻度圖描述濕地的時序變化過程。其中年際變化采用濕地的年最大/最小/平均值的面積曲線相結合的方法進行分析。空間變化采用逐年濕地最大面積圖層疊加,

獲取濕地每個像元的覆蓋頻次(T?yr? & Pietroniro,

2005)。濕地季節變化采用季節指數方法分析, 其中季節指數是用算術平均法計算某一指標時序在一年內的的月份或季度變化的相對數(Cleveland et al.,

平均值高于總平均值; 若Sk

= 1, 則說明該序列沒有明顯的季節效應; 若Sk

< 1, 說明該月度的值低于總平均值。

1.3.3 生態響應分析

為定量描述濕地面積與生態輸水量之間的關系,

本文對濕地面積與生態輸水量進行Pearson相關分析。另外, 地下水埋深是干旱區植被生長的關鍵因子( Xu

et al., 2007; Ye

et al., 2009), 為了探求地下水對濕地變化的影響, 采用互相關系數分析月度濕地面積與月度地下水曲線的時滯相關關系(丁明軍等,

2010; Li

et al., 2018), 具體計算方法為:

(1)首先, 假定濕地面積時間序列xi和地下水埋深時間序列yi與任何時滯k都相關, 計算不同時滯k下濕地面積與地下水埋深之間的互相關系數

rk?x,y?:

rk?x,y???(xi?xi)2?(yi?k?yi?k)2i?1i?1i?1n?k?(xi?xi)(yi?k?yi?k)n?kn?k (4)

1xi?n?kyi?k?xi (5)

i?1n?ki?1n?k1?n?k?yi?k (6)

式中,

n為時間序列長度,

k為滯后時間(k

= 0, ±1,

±2, …), 根據經驗其值小于等于n/4, 由于本文是分析2009–2017年研究區濕地與地下水埋深的時滯相關, 為月尺度數據, 故n =

108, k的最大值取30。

1990), 公式如下:

(2)計算最值互相關系數及其對應的時滯:

xr1(k1)?max(rk(x,y)) (7)

Sk?k (1)

xr2(k2)?min(rk(x,y)) (8)

nxik?R?r1,K?k1r1?r2i?1? (2)

xk? (9)

?R?null,K?nullr1?r2

n?nm?R?r2,K?k2r1?r2xik式中,

r1為時滯k1下的濕地面積與地下水埋深的最 (3)

x?i?1k?1大互相關系數;

r2為時滯k2下的濕地面積與地下nm???式中,

xk為一年內各月平均數;

x為周期內的總平均數;

k為月份;

m為一年內的月數, 本文中m

= 12;

n為計算周期內的年數, 本文觀測時間共19年,

n

=

19。Sk為季節指數, 若Sk

> 1, 說明第k月的濕地面積水埋深的最小互相關系數; R與K分別為濕地面積與K > 0表示地下水埋深的最值互相關系數及其時滯。年內地下水埋深影響濕地面積變化; K < 0表示年內濕地面積影響地下水埋深變化; K = 0表示年內地下DOI: 10.17521/cjpe.2019.0267

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水埋深與濕地面積變化同步。 均濕地面積從2011年的14.02 km2增加到2013年的2 結果

2.1

濕地時序變化特征

2.1.1

濕地年際變化特征

從英蘇-阿拉干濕地的多時相變化圖(圖3)和時序變化曲線(圖4)來看,

濕地面積自2000年以來一直呈現持續增加的趨勢。從多時序濕地變化信息結果中可知,

生態輸水后喀爾達依濕地面積于2001年3月率先恢復,

博孜庫勒濕地于2003年4月開始恢復,

隨后濕地面積持續增長并于2018年11月達到最大的55.79 km2;

從2016年的60.67 km2增加到2018年的131.89 km2。

分區域統計博孜庫勒與喀爾達依的濕地面積(圖4B)可知,

兩者面積擴張的時間節點和變化幅度2011年之前,

喀爾達依濕地先于博存在較大的差異。孜庫勒濕地恢復,

但增加面積較小,

且未出現明顯的2011年以后,

兩處濕地面積均顯著增加,

其中水面。博孜庫勒濕地的年內和年際變化幅度均大于喀爾達

依濕地,

并在2017年全面超過喀爾達依濕地的面積。2.1.2

濕地季相變化特征

為了更清楚地反映英蘇-阿拉干濕地面積的季相特征及變化趨勢,

分別從年際變化、月度變化和季節指數描述濕地變化的時間過程(圖5)。2000–

154.67 km2。濕地變化先后經歷6個明顯的階段,

分別為2000–2003年、2004–2006年、2007–2010年、2011–2012年、2013–2016年和2017–2018年,

其變化2.41、0.16、10.53、6.93和36.61 km2·a–1。率分別為1.33、2011年以前濕地面積增長較為平緩,

而2011年以后濕地面積增速迅速上升,

其中2011–2013年和2018年,

濕地面積年最大、最小和平均值3條曲線的變化趨勢基本一致, 2011年之前濕地面積較小且增長緩慢, 2011年后濕地面積大幅增加且年內變化幅度變大。

2016–2018年是濕地面積增速最快的時段,

其年平

圖3 2000–2018年塔里木河下游研究區濕地年度遙感動態變化圖。其中變化較小的年份未列出。

Fig. 3 Remote nsing maps of wetland dynamic in the study area of the lower reaches of the Tarim River during 2000–2018.

Years with minor changes are not listed.

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蔚亮等: 塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應 621

圖4 2000–2018年塔里木河下游研究區濕地總面積(A)和分區濕地面積(B)時序變化曲線。

Fig. 4 Time ries areal curves of total (A) and regional (B) wetland area of the lower reaches of the Tarim River during 2000–2018.

圖5 塔里木河下游研究區濕地面積年際變化曲線(A)、月度變化曲線(B)和季節指數(C)。

Fig. 5 Annual curve (A), monthly curve (B) and asonal index (C) of the wetland areas of the lower reaches of the Tarim River.

從時相數據中選擇月份相對齊全、能反映不同得研究區近19年的濕地最大覆蓋頻次(圖6)。圖中覆蓋頻次高的紅色區域代表研究區較早出現的濕地,

低頻次的綠色區域為近年的新增濕地。因濕地呈現明顯的逐年持續增長趨勢,

顏色由紅到綠顯示了濕地的空間擴張過程。其中,

研究區最先恢復的喀爾達依濕地首現于2001年,

因此,

濕地的最大覆蓋頻次為18。

由圖6可知,

喀爾達依濕地與博孜庫勒濕地均

階段濕地變化的2001、2007、2012、2015、2017和2018年繪制月度濕地面積曲線(圖5B)。由圖可知,

2001和2007年的曲線相對平緩,

月度變化不甚明顯。2012年開始濕地呈現出季節性變化,

并在輸水期的9–10月呈現峰值,

從圖4A可知,

在此期間水體在濕地總面積中占較大比例。2015年,

濕地月度變化與濕地植被的月度變化規律一致,

面積峰值出現在植被生長最旺盛的6–8月份,

結合圖4A可知,

植被已成為濕地的主體。2017和2018年生態輸水量處于歷史高位,

濕地面積全年均呈現增加的趨勢,

月度變化由峰型曲線轉變為傾斜向上的線性曲線。

從2000–2018年濕地的季節指數曲線(圖5C)可知,

濕地植被面積與濕地總面積的季相規律一致,

而與濕地水體面積呈現相反的變化趨勢。塔里木河下游植被于4月開始返青、7–8月面積達到全年最大值、9–10月植被衰退(郭輝等, 2016),

濕地植被的季節指數與上述植被的物候規律一致。而濕地水體的季節指數在10月至次年1月大于1,

在植被生長的3–10月小于1,

這表明濕地水體的增加主要發生在生態輸水期的秋冬季(李麗君等, 2018),

在此期間濕地植被處于蟄伏期,

面積呈減小的趨勢。

2.1.3

濕地年際空間變化特征

疊加2000–2018年的年最大濕地面積圖層,

獲

圖6 2000–2018年塔里木河下游研究區濕地年度覆蓋頻次圖。

Fig. 6 Annual coverage frequency map of wetlands of the

lower reaches of the Tarim River during 2000–2018.

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622 植物生態學報Chine Journal of Plant Ecology 2020, 44 (6): 616–627

呈現顯著的擴張態勢,

但其擴張的時間節點和擴張方式均存在較大差異。喀爾達依濕地從低洼處逐漸向四周邊緣處擴張,

而博孜庫勒濕地沿著塔里木河故道從點狀、帶狀到沿河縱向擴張。其文闊爾河在大;

而2001–2010年、2014–2015年累積輸水量增加較小時,

其面積曲線也相對平緩;

而當2007–2009年、2014年累計輸水量不足時,

濕地面積呈現減少的狀態。可見,

累計輸水量的持續增加是近19年濕地擴張的主要原因。

為了分析年生態輸水與濕地面積的關系,

分別統計當年最大濕地面積與前一年最大濕地面積的差值,

并繪制年輸水量與年最大濕地面積差值的關系

圖(圖8B)。從中可以看出,

當年生態輸水量低于3.5 ×

2011年以前為主要的生態輸水通道,

為此,

喀爾達依濕地早于博孜庫勒濕地恢復,

首先在低洼處出現,

隨后向四周逐漸擴散。2011年以后,

喀爾達依濕地向四周擴張的速度增加, 2016年以后主體濕地的周邊新增多塊小型濕地,

并在輸水期形成一定的水面。博孜庫勒濕地在2011年以前分別在塔里木河故道的上、中、下部出現多塊濕地(圖6),

但面積變化較小。2011年后河道兩岸低洼處水面增加,

并從多中心點狀濕地沿河道線性擴張,

形成濕地帶;

隨后濕地帶向沿河兩岸縱向擴張,

并在主體濕地外圍形成多處濕地。經過多年的恢復,

兩處濕地在塔克拉瑪干沙漠和庫姆塔格沙漠間形成了寬達33 km的生態屏障。

2.2

濕地對生態輸水的響應

2.2.1

濕地變化與生態輸水量的關系

為了分析生態輸水與濕地面積增長之間的定量關系,

繪制近19年濕地面積和分區濕地面積與年輸水量、累計年輸水量的相關性分析圖(圖7)。從圖中可以看出,

濕地總面積與年輸水量、累計年輸水量均呈顯著的正相關關系,

且累計年輸水量與濕地面積的相關性更高。結合圖8A可知, 2000–2018年濕地年內最大面積與累積生態輸水量保持同步的變化,

兩條曲線的一致性高,

其Pearson相關系數達0.977

108 m3時,

年最大濕地面積變化為負值,

分別出現2005–2009和2014年;

而當年生態輸水量高在2002、于3.5 × 108 m3時,

年最大濕地面積變化均為正值,

分別出現在2001、2003、2010–2013和2015–2018年。特別是在后2個時段,

輸水連續且年輸水量均高于3.5 × 108 m3,

濕地面積增加速率呈現逐年加快的趨勢;

即使下一個年份輸水量相對上一年較小,

濕地增加的面積依然會比上一年大。2004年是個例外,

生態輸水量低于3.5 × 108 m3而濕地面積增加,

這主要是因為2003年秋冬季和2004年春季的輸水時間相對連續,

且2003年輸水量高達6.25 × 108 m3。可見,

每年大于3.5億m3的生態輸水是維持濕地持續恢復的關鍵因素。

從生態輸水方式來看,

雙通道輸水對濕地恢復

的生態效益要明顯好于單通道輸水(表1)。單通道輸水主要通過其文闊爾河向下游輸水,

輸水年份分別為2000–2002、2004、2007–2009和2014年,

輸水量不及總輸水量的15%。兩處濕地面積恢復緩慢,

雖然喀爾達依濕地較早接受生態輸水,

濕地面積和增幅均大于博孜庫勒濕地,

但因輸水量相對較小,

恢復的濕地面積依然很小。而雙通道輸水共實施11次,

輸水時段分別為2003、2005–2006、2010–2013和(p < 0.001)。當2011–2013年、2016–2018年累計輸水量快速增長時,

對應年份濕地面積的增幅也相應增

2015–2018年,

且在2010年以后,

雙通道年平均輸水量達6.75 × 108 m3,

占總輸水量的71%,

濕地面積恢復顯著。在相同的輸水條件下,

博孜庫勒濕地面積增長的速率要高于喀爾達依濕地。可見,

輸水方式和輸水量對塔里木河下游河岸帶濕地恢復都起到了重要的作用。

2.2.2

濕地面積與地下水位的相關性

為了分析地下水位變化對河岸帶周邊植被恢復的生態效應,

基于月平均地下水埋深數據和月平均濕地面積信息,

采用互相關函數定量描述濕地面積與地下水埋深的時滯效應及其變化關系(圖9)。

圖7 塔里木河下游研究區年濕地面積與生態輸水的相關關系。*, p < 0.05; **, p < 0.01; ***, p < 0.001。

Fig. 7 Relations between wetland areas and ecological water

conveyance volumes of the lower reaches of the Tarim River.

*, p < 0.05; **, p < 0.01; ***, p < 0.001.

?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

蔚亮等: 塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應 623

圖8 塔里木河下游濕地年最大面積與累計生態輸水量的年際變化曲線(A)和相關關系曲線(B)。

Fig. 8 Annual curve (A) and correlation curves (B) between annual maximum wetland area and accumulated ecological water vol-umes in the lower reaches of the Tarim River.

表1

塔里木河下游濕地生態輸水量及輸水方式與濕地變化率的關系

Table 1

Relationships between ecological water volumes, conveyance pattern and wetland changing rates in the lower reaches of the Tarim River

年份

Year

單通道輸水次數

Water conveyance

times by single

channel

單通道輸水量

雙通道輸水次數Water conveyance

Water conveyance

times by dual

volume by single

83channel

channel (× 10 m)

雙通道輸水量

Water conveyance

volume by dual

channel (× 108 m3)

博孜庫勒濕地增長速率

喀爾達依濕地增長速率Growth rate of Kardayi

Growth rate of Bozkul

wetland area (km2·a–1)wetland area (km2·a–1)

2001–2009 6

2010–2013 1

2014–2014 1

2015–2018 0

11.66

0.14

0.07

0

3

4

1

4

11.04

23.57

0

30.58

0.28

11.58

–3.88

11.56

1.15

6.45

2.75

6.54

圖9 塔里木河下游濕地地下水埋深與累計輸水量(A)、濕地水體面積(B)、濕地植被面積(C)和濕地總面積的月度變化曲線(D)。

Fig. 9 Monthly curves between groundwater levels and accumulated water volumes (A), water areas (B), vegetation areas (C) and

wetland areas (D) in the lower reaches of the Tarim River.

由圖9可知,

地下水埋深變化趨勢與累積生態輸水量基本一致,

兩者的Pearson相關系數達0.928

水量大幅增加,

地下水埋深也相應抬升; 2013–2016年,

累積生態輸水量的平穩緩慢增長,

地下水埋深也呈現平穩波動的變化趨勢。而從月度濕地面積與DOI: 10.17521/cjpe.2019.0267

(p < 0.01)。2009–2012和2016–2017年,

累積生態輸?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

624 植物生態學報Chine Journal of Plant Ecology 2020, 44 (6): 616–627

月度地下水埋深的變化曲線可以看出, 2012年以后,

每年的濕地面積波峰、波谷值與地下水埋深的波峰、波谷值呈反向的對應關系。地下水埋深在每年的1–2月達到最大、濕地面積在隨后的7–8月面積最大。濕地面積與地下水埋深變化平均存在7–8個月的時滯效應。

結合濕地水體面積、濕地植被面積及濕地總面積與地下水埋深的時滯相關性分析(表2)還可以看出,

濕地水體和濕地植被對地下水埋深變化的響應存在較大差異。總體而言,

生態輸水后,

濕地水體達到最大面積的時間早于地下水埋深最大的時間,

而濕地植被要晚于地下水埋深達到最大的時間。在地下水埋深低于–7.0 m的2009–2010年,

濕地面積較小且變化微小,

植被和水體與地下水埋深變化相關態輸水量能確保濕地的穩定增長(圖8B),

這個結論與塔里木河流域管理局規定每年向塔里木河下游生然而,

態輸水至少3.5 × 108 m3的調水指標是一致的。圖8B表明生態輸水與濕地增加并不呈線性關系。當年度生態輸水量大于6.0 × 108 m3時,

輸水量增加與濕地面積擴張具有較大的差異。如2012和2016年的生態輸水量分別為6.67 × 108 m3和6.76 × 108 m3,

但對應年份增加的濕地面積分別為19.71和8.61 km2,

存在較大的差異。2011、2017和2018年也表現出同樣的現象,

這表明輸水量越多濕地面積不一定增加得越大。因此,

從塔里木河下游河岸帶濕地恢復的角度來看,

近19年的生態輸水由于受各種因素的影響,

有些年份輸水量不足,

而有些年份又超高標準輸水,

對向塔里木河下游生態輸水的管理還有改善和提升的空間。

從濕地的季節性變化規律(圖5C)可知,

近19年濕地植被面積與濕地總面積的月度變化一致,

這表明在濕地的結構變化中,

植被變化占主要因素。而濕地水體與濕地植被的月度面積呈反向變化的關系,

結合近19年塔里木河下游輸水時間與輸水量(李麗君等, 2018)可知,

濕地水體在輸水結束后達到最大面積,

而濕地植被的面積卻在夏季達到最大,

這表明生態輸水期與植被生長期在時間上不同步(古力米熱?哈那提等, 2018)。地下水與濕地植被、濕地水體面積月度曲線的互相關結果也表明,

濕地面積與每年生態輸水地下水埋深變化存在7–8個月的時滯。大多在農業用水少的秋冬季實施,

地下水埋深也在輸水結束后的1–2個月達到最高;

而在濕地植被生長期的春夏季,

地下水埋深降到最低。結合塔里木河上游和中游農業用水情況(黃粵等, 2013)可知,

每年的4–9月份是農業用水的高峰期,

這個時段大西海子的來水較少,

很少實施生態輸水,

輸水往往延后到農業用水減小的秋冬季。當生態輸水實施完畢、地下水抬升到最大時,

濕地植被卻處于凋零期,

往往要到6個月后濕地植被恢復(圖5C)時才能顯現生態輸水的效果,

而此時地下水埋深由于生態輸水的停止和水分的不斷消耗逐漸降低,

并不利于濕地植被的恢復。

從地下水與濕地植被恢復的關系來看,

地下水埋深要上升到一定高度后才與濕地面積呈顯著相關關系。2009–2011年地下水埋深低于–7.0 m,

在此期地下水2011–2012年,

地下水埋深低于–5.0 m時,

性均較低。濕地水體與地下水埋深呈正相關關系,

濕地總面積與地下水的關系與濕地水體一致; 2013年以后,

當地下水埋深高于–5.0 m時,

濕地植被與地下水埋深呈負相關關系,

濕地總面積與地下水的關系與濕地植被一致。

3 討論

密集時序的濕地變化序列為定量評估塔里木河下游河岸帶濕地的生態輸水響應提供了一種新的途徑。通過對2000–2018年濕地變化的時序重建,

不僅可以還原濕地的年度、季節和月度變化信息,

還可以定量分析濕地變化對生態輸水的響應過程。從濕地的年度變化來看,

近19年的濕地面積的年度變化與年輸水量和年累計輸水量的相關性高,

不同年份生態輸水量的不同,

直接體現在當年濕地總面積的擴張或萎縮變化上,

并且每年高于3.5 × 108 m3的生

表2

塔里木河下游濕地與地下水埋深的時滯變化

Table 2 Changes of time lag between wetland changes and groundwater

depths in the lower reaches of the Tarim River

滯后時間(月) Time lag (month)

年份

Year

濕地水體

Wetland water

濕地植被

Wetland vegetation

濕地

Total wetland2011 –2

不顯著 Not obvious

2012 –1

2013 –1

2014

不顯著 Not obvious

–2

–1

8

8

8

8 8

7

7

6

7

7

2015 –2

2016 –4

2017 0

2012–2016年,

8

間濕地植被面積增長不明顯。

?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

蔚亮等: 塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應 625

埋深在–5.0–

–3.5 m之間浮動,

在此期間濕地植被面積出現了持續穩定的增長,

且與濕地總面積的變化趨勢一致。已有研究表明,

當地下水在–6.0–

–2.0 m時,

塔里木河下游河岸帶物種多樣性最豐富,

能滿足大多數河岸帶植被的生長(季方等, 2001;

郝興明等, 2008)。2017年雖然超規格生態輸水,

地下水埋深繼續上升到–3.0 m左右,

濕地植被增長的面積反而不及2016年。這主要是因為濕地的水面面積達到41.21 km2歷史最高值,

淹沒了部分植被區域,

但濕地總面積依然是穩步增加的。然而,

由于塔里木河水資源的稀缺性,

在絕大多數情況下很難保證每年12.14 × 108 m3的生態輸水量。綜合上節的分析,

每年保持3.5 × 108 m3的雙通道生態輸水,

不僅可以維持適宜的地下水位,

也基本能保障下游濕地持續改善。

4 結論

(1)近20年來向塔里木河下游持續的生態輸水有效地改善了塔里木河下游河岸帶濕地的生態環境,

濕地面積在2011年以后持續增加,

并在塔克拉瑪干沙漠和庫姆塔格沙漠間形成了寬達33 km的生態屏障。

(2)輸水量和輸水方式對塔里木河下游的濕地恢復均起到重要的作用。其中,

年累計輸水量的持續增加是近20年來塔里木河下游河岸帶濕地顯著擴張的主要因素,

而年生態輸水量和單、雙通道的生態輸水方式影響不同年份濕地面積變化的幅度。當采用雙通道輸水,

且年生態輸水量大于3.5 × 108 m3時,

濕地面積一直保持增加的趨勢,

輸水的生態效益更顯著。當年輸水量大于6.0 × 108 m3時,

濕地面積擴張呈現較大的波動性。

(3) –5.0– –3.5 m的地下水埋深是濕地植被生態恢復和改善的基本地下水位,

當地下水埋深維持在此區間時,

塔里木河下游的濕地植被面積持續增加。然而,

地下水埋深與濕地面積變化存在7–8個月的時滯效應,

體現了生態輸水與濕地植被生長的時間差異,

在濕地生長季開展生態輸水可進一步提高輸水的生態效益。

參考文獻

Bai Y, Xu HL, Zhang QQ, Ye M (2015). Evaluation on eco-logical water requirement in the lower reaches of Tarim

River bad on groundwater restoration. Acta Ecologica

Sinica, 35, 630–640. [白元, 徐海量, 張青青, 葉茂

(2015). 基于地下水恢復的塔里木河下游生態需水量估算. 生態學報, 35, 630–640.]

Chen MM, Liu JG (2015). Historical trends of wetland areas in

the agriculture and pasture interlaced zone: a ca study of

the Huangqihai Lake Basin in northern China. Ecological

Modelling, 318, 168–176.

Chen YN, Li WH, Chen YP, Xu CC, Zhang LH (2007). Water

conveyance in dried-up riverway and ecological restora-tion in the lower reaches of Tarim River, China. Acta

Ecologica Sinica, 27, 538–545. [陳亞寧, 李衛紅, 陳亞鵬, 徐長春, 張麗華 (2007). 新疆塔里木河下游斷流河道輸水與生態恢復. 生態學報, 27, 538–545.]

Chen YN, Zilliacus H, Li WH, Zhang HF, Chen YP (2006).

Ground-water level affects plant species diversity along

the lower reaches of the Tarim River, Western China.

Journal of Arid Environments, 66, 231–246.

Cleveland RB, Cleveland WS, McRae JE, Terpenning I (1990).

STL: a asonal-trend decomposition procedure bad on

loess. Journal of Official Statistics, 6, 3–73.

Ding MJ, Zhang YL, Liu LS, Wang ZF, Yang XC (2010). Sea-sonal time lag respon of NDVI to temperature and pre-cipitation change and its spatial characteristics in Tibetan

Plateau. Progress in Geography, 29, 507–512. [丁明軍,

張鐿鋰, 劉林山, 王兆鋒, 楊續超 (2010). 青藏高原植被覆蓋對水熱條件年內變化的響應及其空間特征. 地理科學進展, 29, 507–512.]

Enzel Y, Bookman R, Sharon D, Gvirtzman H, Dayan U, Ziv

B, Stein M (2003). Late Holocene climates of the Near

East deduced from Dead Sea level variations and modern

regional winter rainfall. Quaternary Rearch, 60,

263–273.

Fang QQ, Wang GQ, Liu TX, Xue BL, A YL (2018). Controls

of carbon flux in a mi-arid grassland ecosystem experi-encing wetland loss: vegetation patterns and environ-mental variables. Agricultural and Forest Meteorology,

259, 196–210.

Guo H, Huang Y, Li XY, Bao AM, Song Y, Meng FH (2016).

Dynamic changes of fractional vegetation cover along the

mainstream of the Tarim River. Journal of Dert Re-arch, 36, 1472–1480. [郭輝, 黃粵, 李向義, 包安明,

宋洋, 孟凡浩 (2016). 基于多尺度遙感數據的塔里木河干流地區植被覆蓋動態. 中國沙漠, 36, 1472–1480.]

Hanati G, Wang GY, Zhang Y, Liu QQ, Su LT (2018). Influ-ence mechanism of intermittent ecological water convey-ance on groundwater level and vegetation in arid land. Arid

Land Geography, 41, 726–733. [古力米熱??哈那提, 王光焰, 張音, 劉遷遷, 蘇里坦 (2018). 干旱區間歇性生態輸水對地下水位與植被的影響機理研究. 干旱區地理,

41, 726–733.]

DOI: 10.17521/cjpe.2019.0267

?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

626 植物生態學報Chine Journal of Plant Ecology 2020, 44 (6): 616–627

Hao XM, Chen YN, Li WH (2009). Indicating appropriate

groundwater tables for dert river-bank forest at the

Tarim River, Xinjiang, China. Environmental Monitoring

and Asssment, 152, 167–177.

Hao XM, Chen YN, Xu CC, Li WH (2008). Impacts of climate

change and human activities on the surface runoff in the

Tarim River Basin over the last fifty years. Water Re-sources Management, 22, 1159–1171.

Hao XM, Li WH (2014). Impacts of ecological water convey-ance on groundwater dynamics and vegetation recovery in

the lower reaches of the Tarim River in northwest China.

Environmental Monitoring and Asssment, 186,

7605–7616.

Hao XM, Li WH, Chen YN (2008). Water table and the dert

riparian forest community in the lower reaches of Tarim

River, China. Journal of Plant Ecology (Chine Version),

32, 838–847. [郝興明, 李衛紅, 陳亞寧 (2008). 新疆塔里木河下游荒漠河岸(林)植被合理生態水位. 植物生態學報, 32, 838–847.]

Huang Y, Bao AM, Wang SF, Wang YQ, Duan YB (2013).

Eco-environmental change in the lower Tarim River under

the influence of intermittent water transport. Acta Geog-raphica Sinica, 68, 1251–1262. [黃粵, 包安明, 王士飛,

王永琴, 段遠彬 (2013). 間歇性輸水影響下的2001–2011年里木河下游生態環境變化. 地理學報, 68,

1251–1262.]

Jenkins KM, Boulton AJ, Ryder DS (2005). A common

parched future? Rearch and management of Australian

arid-zone floodplain wetlands. Hydrobiologia, 552, 57–73.

Ji F, Ma YJ, Fan ZL (2001). Soil water regime in Populus eu-phratica forest on the Tarim River Alluvial Plain. Acta

Phytoecologica Sinica, 25, 17–21. [季方, 馬英杰, 樊自立 (2001). 塔里木河沖積平原胡楊林的土壤水分狀況研究. 植物生態學報, 25, 17–21.]

Jiang PH, Cheng L, Li MC, Zhao RF, Huang QH (2014).

Analysis of landscape fragmentation process and driving

forces in wetlands in arid areas: a ca study of the middle

reaches of the Heihe River, China. Ecological Indicators,

46, 240–252.

Jiapaer GL, Chen X, Bao AM (2009). Coverage extraction and

up-scaling of spar dert vegetation in arid area. Chine

Journal of Applied Ecology, 20, 2925–2934. [古麗?加帕爾, 陳曦, 包安明 (2009). 干旱區荒漠稀疏植被覆蓋度提取及尺度擴展效應. 應用生態學報, 20, 2925–2934.]

Klein I, Dietz AJ, Gessner U, Galayeva A, Myrzakhmetov A,

Kuenzer C (2014). Evaluation of asonal water body ex-tents in Central Asia over the past 27 years derived from

medium-resolution remote nsing data. International

Journal of Applied Earth Obrvation and Geoinforma-tion, 26, 335–349.

Li LJ, Zhang XQ, Chen CQ, Shen MY (2018). Ecological ef-fects of water conveyance on the lower reaches of Tarim

River in recent twenty years. Arid Land Geography, 41,

238–247. [李麗君, 張小清, 陳長清, 申夢陽 (2018). 近20 a塔里木河下游輸水對生態環境的影響. 干旱區地理, 41, 238–247.]

Li X, Zhao LX, Han WJ, Faouzi B, Washaya P, Zhang XB, Jin

HZ, Wu CQ (2018). Evaluating Algeria’s social and eco-nomic development using a ries of night-time light im-ages between 1992 to 2012. International Journal of Re-mote Sensing, 39, 9228–9248.

Liang KY (1987). Application of remote nsing technology in

Xinjiang Institute of Geography, Chine Academy of

Sciences. Arid Land Geography, 10, 26–27. [梁匡一

(1987). 新疆地理所遙感技術應用研究. 干旱區地理,

10, 26–27.]

Liu HX, Guan WK, Cao XM, Zhang P, Zhang HY, Wu TZ, Li

ZP, Feng YM (2019). Seasonal analysis of wetland land-scape in Tarim Populous euphratica Nature Rerve. Arid

Land Geography, 42, 130–136. [劉洪霞, 管文軻, 曹曉明, 張譜, 張和鈺, 吳天忠, 李志鵬, 馮益明 (2019). 塔里木胡楊自然保護區濕地景觀季相分析. 干旱區地理,

42, 130–136.]

Micklin PP (1988). Desiccation of the Aral Sea: a water man-agement disaster in the Soviet Union. Science, 241,

1170–1176.

Petus C, Lewis M, White D (2013). Monitoring temporal dy-namics of Great Artesian Basin wetland vegetation, Aus-tralia, using MODIS NDVI. Ecological Indicators, 34,

41–52.

Shen H, Abuduwaili J, Ma L, Samat A (2019). Remote nsing-

bad land surface change identification and prediction in

the Aral Sea bed, Central Asia. International Journal of

Environmental Science and Technology, 16, 2031–2046.

T?yr? J, Pietroniro A (2005). Towards operational monitoring

of a northern wetland using geomatics-bad techniques.

Remote Sensing of Environment, 97, 174–191.

Wang XY, Peng SZ, Xu HL, Ling HB, Yue JS (2019). Asss-ment of ecological rvice value bad on biomass of

Populus euphratica in the lower reaches of the Tarim

River. Acta Ecologica Sinica, 39, 1441–1451. [王希義, 彭淑貞, 徐海量, 凌紅波, 岳俊生 (2019). 基于生物量的塔里木河下游胡楊(Populus euphratica)生態服務價值評估. 生態學報, 39, 1441–1451.]

Wang ZC (2010). The changes of Lop Nur Lake and the disap-pearance of Loulan. Journal of Arid Land, 2, 295–303.

Xie ZY, Huete A, Ma XL, Restrepo-Coupe N, Devadas R,

Clarke K, Lewis M (2016). Landsat and GRACE obrva-tions of arid wetland dynamics in a dryland river system

under multi-decadal hydroclimatic extremes. Journal of

Hydrology, 543, 818–831.

Xu HL, Song YD, Wang Q, Ai M (2004). The effect of gro-undwater level on vegetation in the middle and lower reaches

of the Traim River, Xinjiang, China. Acta Phytoecologica

?植物生態學報 Chine Journal of Plant Ecology

蔚亮等: 塔里木河下游濕地面積時序變化及對生態輸水的響應 627

Sinica, 28, 400–405. [徐海量, 宋郁東, 王強, 艾合買提

(2004). 塔里木河中下游地區不同地下水位對植被的影響. 植物生態學報, 28, 400–405.]

Xu HL, Ye M, Li JM (2009). The ecological characteristics of

the riparian vegetation affected by river overflowing dis-turbance in the lower Tarim River. Environmental Geol-ogy, 58, 1749–1755.

Xu HL, Ye M, Song YD, Chen YN (2007). The natural vegeta-tion respons to the groundwater change resulting from

ecological water conveyances to the lower tarim river. En-vironmental Monitoring and Asssment, 131, 37–48.

Ye ZX, Chen YN, Li WH, Yan Y (2009). Effect of the eco-logical water conveyance project on environment in the

Lower Tarim River, Xinjiang, China. Environmental

Monitoring and Asssment, 149, 9–17.

Yin LK, Li T (2005). Interspecific relationship analysis of de-rt riparian forest plant communities in the middle and

lower reaches of the Tarim River. Acta Phytoecologica

Sinica, 29, 226–234. [尹林克, 李濤 (2005). 塔里木河中下游地區荒漠河岸林群落種間關系分析. 植物生態學報, 29, 226–234.]

Zhao RF, Chen YN, Zhou HR, Li YQ, Qian YB, Zhang LH

(2009). Asssment of wetland fragmentation in the Tarim

River basin, western China. Environmental Geology, 57,

455–464.

Zhao RF, Xie ZL, Zhang LH, Zhu W, Li J, Liang D (2015).

Asssment of wetland fragmentation in the middle

reaches of the Heihe River by the type change tracker

model. Journal of Arid Land, 7, 177–188.

Zhao RF, Zhou HR, Xiao DN, Qian YB, Zhou KF (2006).

Changes of wetland landscape pattern in the middle and

lower reaches of the Tarim River. Acta Ecologica Sinica,

26, 3470–3478. [趙銳鋒, 周華榮, 肖篤寧, 錢亦兵, 周可法 (2006). 塔里木河中下游地區濕地景觀格局變化.

生態學報, 26, 3470–3478.]

Zhou HR (2005). Prospect on multifunctional landscapes of

marshes in arid areas. Arid Land Geography, 28, 16–20.

[周華榮 (2005). 干旱區濕地多功能景觀研究的意義與前景分析.

干旱區地理, 28, 16–20.]

Zhu CM, Li JL, Zhang X, Luo JC (2014). Wetlands information

automatic extraction from high resolution remote nsing

imagery bad on object-oriented technology. Bulletin of

Surveying and Mapping, (10), 23–28. [朱長明, 李均力,

張新, 駱劍承 (2014). 面向對象的高分辨率遙感影像濕地信息分層提取. 測繪通報, (10), 23–28.]

Zhu XC, Yuan GF, Shao MA, Yi XB, Du T (2015). Spatial

pattern of riparian vegetation in dert of the lower Tarim

River basin. Chine Journal of Plant Ecology, 39,

1053–1061. [朱緒超, 袁國富, 邵明安, 易小波, 杜濤

(2015). 塔里木河下游河岸帶植被的空間結構特征. 植物生態學報, 39, 1053–1061.]

責任編委: 梁存柱 編輯: 趙 航

DOI: 10.17521/cjpe.2019.0267

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