本發(fā)明屬于生態(tài)保護(hù)領(lǐng)域，涉及一種菰生物量控制方法。

背景技術(shù)：

菰(zizanialatifolia)又名茭白筍、菰將草等，是禾本科多年生宿根水生草本植物，根際有白色匍匐莖，春天萌生新株，共20種。一般分布于中國(guó)東南部，每年春季(三月至五月)生長(zhǎng)，具有分蘗密度高、萌發(fā)及光合作用較早，對(duì)地下生物量依賴程度低等特點(diǎn)，是濕地生態(tài)系統(tǒng)中重要的挺水植物之一。適量的挺水植物在濕地系統(tǒng)中發(fā)揮著重要的生態(tài)功能，可以防止湖岸帶受到侵蝕，吸收營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，為一些魚類、水鳥(niǎo)提供庇護(hù)場(chǎng)所、食物以及棲息地。然而，過(guò)量菰的擴(kuò)張，不僅可以導(dǎo)致濕地系統(tǒng)生物多樣性及生態(tài)服務(wù)功能喪失；也會(huì)影響漁業(yè)養(yǎng)殖操作，造成養(yǎng)殖效率低下，養(yǎng)殖成本升高。

菰生物量控制方法對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能維持和漁業(yè)養(yǎng)殖具有重要的意義。傳統(tǒng)菰生物量控制方法是采用人工去除地上植被或者噴灑農(nóng)藥的方法。一般濕地、漁業(yè)養(yǎng)殖場(chǎng)出現(xiàn)菰泛濫現(xiàn)象往往生物量巨大，同時(shí)殘存根莖均有再生能力，很難用傳統(tǒng)方法對(duì)菰生物進(jìn)行合理控制。除草劑雖然能有效控制菰的分布，但除草劑會(huì)造成生物富集作用，對(duì)濕地系統(tǒng)和漁業(yè)養(yǎng)殖均會(huì)產(chǎn)生不利影響。尋找到一種方便、有效的辦法對(duì)菰生物量進(jìn)行控制，對(duì)維持濕地生態(tài)系統(tǒng)平衡，保證漁業(yè)養(yǎng)殖正常進(jìn)行具有重要的作用。同時(shí)，菰生物量的及時(shí)測(cè)定對(duì)菰生物量的控制具有重要作用，早期一般采用人工實(shí)地測(cè)定，但具有獲得速度慢、限制多、不能及時(shí)反應(yīng)生物量等多種缺點(diǎn)。因此，在大范圍測(cè)定過(guò)程中遙感技術(shù)逐漸被廣泛應(yīng)用，選擇一種高分辨率、準(zhǔn)確性的遙感技術(shù)成為菰生物量控制的關(guān)鍵之一。

技術(shù)實(shí)現(xiàn)要素：

本發(fā)明的目的是提供一種有效菰生物量控制方法，解決了傳統(tǒng)方法難以有效控制菰的生物量，從而對(duì)濕地生態(tài)系統(tǒng)和漁業(yè)養(yǎng)殖造成損失等問(wèn)題。

為實(shí)現(xiàn)上述目的，本發(fā)明采用以下技術(shù)方案：

本發(fā)明提供一種菰生物量控制方法，該方法在菰分蘗時(shí)，通過(guò)調(diào)節(jié)菰生長(zhǎng)環(huán)境水深或水位，控制菰生物量。

本申請(qǐng)根據(jù)長(zhǎng)江中下游菰生長(zhǎng)周期確定菰分蘗時(shí)期為每年的3-4月。

上述菰生物量控制方法，其具體調(diào)節(jié)方法為：3月初閉閘蓄水，水深至少為1m。

上述菰生物量控制方法，具體調(diào)節(jié)方法為：3月初閉閘蓄水，水深至少為1.5m。

上述菰生物量控制方法，所述菰生物量控制地點(diǎn)為武昌湖；調(diào)節(jié)方法是3月初閉閘蓄水，水位至少為11.6m。

上述菰生物量控制方法，調(diào)節(jié)方法是3月初閉閘蓄水，水位至少為12m。

上述菰生物量控制方法所述菰生長(zhǎng)環(huán)境水深或水位與所述菰生物量之間具體關(guān)系符合gam模型，其中，菰生長(zhǎng)環(huán)境水深或水位之間的關(guān)系可以看成g(log(area))＝β0+f1(year)+f2(spring_w1)。g()為連接函數(shù)，β0為常數(shù)項(xiàng)，fn為平滑函數(shù)，log(area)為菰生物量取對(duì)數(shù)，year為年份，spring_w1為春季水位。菰生長(zhǎng)環(huán)境水深是0.5-3米。

上述菰生物量控制方法，所述gam模型中，菰生物量由菰擴(kuò)張面積和菰分布面積表示，具體菰生物量與水位關(guān)系為，每年3-4月，平均水位達(dá)到11.6m時(shí)，即水深為1m，菰種群的擴(kuò)張面積或速率為0；當(dāng)水位達(dá)到12m時(shí)，即水深為1.5m，菰種群的分布開(kāi)始下降。

上述菰生物量控制方法，所述控制方法還包括在菰分蘗數(shù)開(kāi)始下降及地上生物量開(kāi)始衰敗的時(shí)候進(jìn)行生物量刈割輔助控制。

經(jīng)過(guò)監(jiān)測(cè)，在長(zhǎng)江中下游，菰分蘗數(shù)開(kāi)始下降一般為六、七月；菰地上生物量開(kāi)始衰敗的時(shí)候一般為九月、十月；所述生物量刈割是指通過(guò)人工或者機(jī)械方法去除菰地表以上的全部或部分生物量。

其中，去除菰地表以上生物量的多少，根據(jù)菰控制的需要而定，當(dāng)要完全去除菰時(shí)，需要將地上菰生物量全部去除，當(dāng)需要留有一定菰生物量，菰生物量去除量與留存菰生物量存反比。

本發(fā)明還提供一種菰生物量測(cè)定方法，所述菰生物量的測(cè)定方法為：7-9月份生長(zhǎng)期期間，選擇選擇空間分辨率為60m的美國(guó)陸地衛(wèi)星的多光譜掃描儀mss、空間分辨率30m的主題成像儀tm和改進(jìn)型主題成像儀etm+表征菰生長(zhǎng)情況，其中，保證所有影像云蓋不超過(guò)30％。

本發(fā)明具有如下優(yōu)點(diǎn)：

1、本申請(qǐng)根據(jù)菰生長(zhǎng)習(xí)性，在每年3-4月份通過(guò)生長(zhǎng)環(huán)境水位控制菰的生物量，解除了傳統(tǒng)物理方法清除工作量巨大，除草劑破壞生態(tài)環(huán)境問(wèn)題。經(jīng)過(guò)測(cè)定，連續(xù)3年控制水深在3-4月和7-9月控制水深在1m以上，菰擴(kuò)張面積接近于0，菰分布面積均從70％以上下降到30％以下。

2、本申請(qǐng)選擇合理分辨率影像表征菰生長(zhǎng)情況，根據(jù)菰生長(zhǎng)周期，選擇7-9月份進(jìn)行影像表征，保證了影像云蓋面積要求，滿足對(duì)菰生長(zhǎng)情況進(jìn)行及時(shí)監(jiān)控。通過(guò)監(jiān)督支持向量機(jī)對(duì)濕地系統(tǒng)植物進(jìn)行影像處理從而分類，確保特異性針對(duì)菰進(jìn)行生物量表征，提高了菰生物量控制準(zhǔn)確性。

3.本申請(qǐng)通過(guò)影響表征和實(shí)地調(diào)查，在大量數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上，通過(guò)選擇合理數(shù)據(jù)模型，確定影響菰生物量的主要因素，確定了在菰開(kāi)始進(jìn)入分蘗階段進(jìn)行水位控制以減弱菰地上部分光合作用，切斷菰萌芽時(shí)對(duì)地上部分能量需求，達(dá)到控制菰生物量的目的。同時(shí)，合理選擇菰分蘗數(shù)量開(kāi)始下降的6-7月和地上生物量開(kāi)始衰敗的9-10月，進(jìn)行生物刈割輔助控制菰生物量，既有效協(xié)助水位控制了菰生物量，也減少了在菰繁茂時(shí)期對(duì)菰刈割、衰敗時(shí)期對(duì)菰根莖鏟除巨大人力、物力投入，經(jīng)過(guò)測(cè)定連續(xù)3年進(jìn)行水位控制和生物刈割輔助控制后菰分布面積從87％下降到4％。

附圖說(shuō)明

圖1武昌湖從1975年到2015年不同水位變化下菰生物量的影像表征

其中，a圖是武昌湖下湖菰面積年度變化，b圖是武昌湖上湖菰面積年度變化

圖2菰生物量隨時(shí)間和水位變化的關(guān)系模型

其中，a圖是菰面積在年度變化曲線關(guān)系；b圖是菰面積隨平均春季水位變化曲線關(guān)系

具體實(shí)施方式

下面結(jié)合具體實(shí)施例對(duì)本發(fā)明。

實(shí)施例1：

(1)影像選擇

選擇位于的武昌湖(30°17’n，116°44’e)進(jìn)行菰生物量控制監(jiān)測(cè)和實(shí)驗(yàn)。由于菰是多年生草本植物，在影響處理選擇上，必須要能進(jìn)行長(zhǎng)時(shí)間序列測(cè)定，性能穩(wěn)定，同時(shí)綜合考慮成本和顯示分辨率，本申請(qǐng)選擇空間分辨率60m的美國(guó)陸地衛(wèi)星的多光譜掃描儀mss、空間分辨率30m的主題成像儀tm和改進(jìn)型主題成像儀etm+。根據(jù)前期實(shí)地調(diào)查和菰生長(zhǎng)習(xí)性，確定7月-9月是菰生物量一年最大時(shí)期，由此選擇7-9月份影像表征菰的生長(zhǎng)情況。選擇影像云蓋面積不超過(guò)30％，為使得達(dá)到最佳的影像質(zhì)量，影像云蓋面積最佳小于10％。同時(shí)，保證時(shí)間序列連續(xù)性，最終選擇10景mss影像、15景tm影像以及8景etm+影像。

(2)影像處理及表征

以改進(jìn)型太陽(yáng)天頂角余弦校正(cost)對(duì)水體上方的大氣效果進(jìn)行校正，以二階多項(xiàng)式算法對(duì)影像進(jìn)行幾何校正，以三次卷積進(jìn)行重采樣校正，以上校正誤差均不超過(guò)0.5個(gè)像元。

從每景影像中手動(dòng)選擇訓(xùn)練數(shù)據(jù)，采用支持向量機(jī)進(jìn)行非參數(shù)統(tǒng)計(jì)學(xué)習(xí)算法svms達(dá)到每個(gè)像元分類的目的對(duì)武昌湖邊界水體與浮葉/挺水植物進(jìn)行分類，賦予邊界范圍每個(gè)像元“水域”或者“植物”類別。

作為參照，2008年12月8日和2009年3月9日，用兩景美國(guó)高分辨率商業(yè)衛(wèi)星ikonos影像覆蓋武昌湖，在兩景ikonos影像中隨機(jī)采集200個(gè)樣點(diǎn)，通過(guò)目視解譯提取這些樣點(diǎn)是水域還是植物。之后，獲取2008年12月10日的tm影像及2009年3月8日的etm+影像，根據(jù)上述svms方法對(duì)影像進(jìn)行分類。最終，tm和etm+的分類精度分別為92.5％和90.5％(見(jiàn)表1)。說(shuō)明我們的分類方法足夠滿足我們研究的需求。(見(jiàn)表1)

表12008年12月10日tm及2009年3月8日etm+影像分類精度矩陣

(3)水體營(yíng)養(yǎng)水平度量

選擇與葉綠素a含量具有相關(guān)性的熒光基線高度(flh)作為水體營(yíng)養(yǎng)水平的度量。flh計(jì)算公式如下：

flh＝lλ2-(lλ1+(lλ3-lλ1)(λ2-λ1)/(λ3-λ1)

其中，l為cost校正后的輻射值；對(duì)于mss影像來(lái)說(shuō)，λ1＝650nm，λ2＝750nm，λ3＝950nm；對(duì)于tm及em+影像來(lái)說(shuō)，λ1＝660nm，λ2＝830nm，λ3＝1650nm。根據(jù)中國(guó)湖泊科學(xué)數(shù)據(jù)共享平臺(tái)(http://www.lakesci.csdb.cn)提供的2008年安徽湖群的水質(zhì)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，建立了flh與葉綠素a含量的經(jīng)驗(yàn)方程(r²＝0.61，p＜＜0.01，n＝40)。在svms分類后，根據(jù)上述公式計(jì)算水域flh平均值。

沉水植物在生長(zhǎng)季節(jié)(四月至十月)會(huì)在水面附近形成茂密的冠層。由于flh對(duì)葉綠素a較為敏感，因此可能會(huì)受到沉水植物的影響。根據(jù)2011年野外調(diào)查，用t檢驗(yàn)比較無(wú)植物水域與沉水植物水域的flh均值之間的差異。結(jié)果顯示，無(wú)植物水域與沉水植物水域的flh均值間存在顯著差異(p＜0.05，無(wú)植物水域n＝85，沉水植物水域n＝23)。但不會(huì)產(chǎn)生決定性影像的結(jié)論是什么：無(wú)植物水域與沉水植物水域的flh均值分別為-7.41與-6.03，與flh均值的年際間變化(-21.17～-9.52)相比微不足道。研究顯示，武昌湖上下湖營(yíng)養(yǎng)水平不存在顯著差異。因此，營(yíng)養(yǎng)水平的變化不是決定菰分布變化的主要因素，營(yíng)養(yǎng)水平的flh變量并不在最優(yōu)模型中。

(4)數(shù)據(jù)分析

從水文局獲取1975-2012年逐日水位數(shù)據(jù)，根據(jù)以下標(biāo)準(zhǔn)對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選：1)先選出水位超過(guò)平均最高水位的年份數(shù)據(jù)；2)若數(shù)據(jù)獲取時(shí)間比最高水位出現(xiàn)的日期晚，則去除。據(jù)此，在分析前，移除1977、1980、1983、1995、1996、1998、1999、2010年數(shù)據(jù)。以逐日水位數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，按照季節(jié)(九月至十一月為秋季、十二月至二月為冬季、三月至五月為春季、六月至八月為夏季)計(jì)算平均水位值。

根據(jù)菰擴(kuò)張?zhí)攸c(diǎn)和菰生長(zhǎng)特性，選擇gam模型分析菰在下湖擴(kuò)張的面積與年份、不同季節(jié)的水位值以及營(yíng)養(yǎng)水平之間的關(guān)系。首先，將菰的面積進(jìn)行對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換。其次，選擇gam模型平滑項(xiàng)：年份、上一年秋季和冬季的水位、春季和夏季的水位、flh，每個(gè)平滑項(xiàng)分配4個(gè)自由度；用三次回歸樣條平滑法作為平滑函數(shù)；用基于aicc的模型選擇(δaicc＜2)生成最優(yōu)模型。最后，計(jì)算每個(gè)變量vif，若所有值均小于4，說(shuō)明不存在多重共線性。上述分析過(guò)程均在r中進(jìn)行，用到的分析包括mgcv及mumin。

(3)結(jié)果

根據(jù)影像處理結(jié)果，獲得1975-2012年武昌湖上湖及下湖菰分布面積變化。1975年夏季，菰的面積為12.5km²，僅分布在下湖的東部。之后，菰開(kāi)始逐漸擴(kuò)張，21世紀(jì)初，菰占據(jù)了下湖絕大部分水域。在下湖，菰覆蓋的最小面積為1992年的9.68km²，最大面積為2001年的49.17km²。如圖1所示。根據(jù)模型的aicc及δaicc值，最優(yōu)的模型包括了年份(估計(jì)自由度edf＝2.902，p＜＜0.01)及春季的水位(估計(jì)自由度edf＝2.091，p＜0.01)。該模型解釋了經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)化菰面積變化的93.7％，年份和水位是菰面積變化的主要原因，即菰面積基本隨年份呈增加趨勢(shì)，隨春季水位呈減少趨勢(shì)。

遙感影像顯示，如圖2所示，縱軸可理解為面積變化，面積變化大于0即為增加，反之為減少，虛線為誤差；從圖中可大致看出，考慮誤差時(shí)，當(dāng)水位在11.6m時(shí)，面積變化為0；12m時(shí)，面積顯著減少。菰的面積存在較大的年際間差異，擴(kuò)張過(guò)程隨時(shí)間呈現(xiàn)非線性關(guān)系。gam模型顯示，菰的面積隨春季水位的增加而下降，即若春季水位保持在較高的水位，菰的生長(zhǎng)會(huì)受到限制。

實(shí)施例2

2013-2015年，分別選擇位于武昌湖西北角a湖(30°17′n，116°35′e)、武昌湖西南角b湖(30°14′n，116°38′e)和東南角c湖(30°15′n，116°50′e)的三個(gè)小湖進(jìn)行菰生物量測(cè)試。由于三個(gè)小湖面積均不超過(guò)5畝且相對(duì)于武昌湖水域獨(dú)立，因此，三個(gè)小湖適宜進(jìn)行菰生物量控制驗(yàn)證試驗(yàn)。每年在菰分蘗開(kāi)始通過(guò)水位或者水位與生物量刈割相結(jié)合進(jìn)行菰生物量控制。具體控制方法如表2、3所示。經(jīng)過(guò)三年驗(yàn)證，其中，在湖水深度達(dá)到1m時(shí)，三個(gè)小湖菰擴(kuò)張面積均接近于0，在連續(xù)三年水位維持1.4m時(shí)，三個(gè)小湖菰分布面積均從2013年的65％以上下降至30％以下，其中，c湖由于配合人工機(jī)械切割，菰的分布面積下降到5％以下。

表2在水位控制下菰擴(kuò)張面積變化情況(％)

表3在水位控制下菰分布面積變化情況(％)

可以知道，上述實(shí)施例僅為了說(shuō)明發(fā)明原理而采用的示例性實(shí)施方式，然而本發(fā)明不僅限于此，本領(lǐng)域技術(shù)人員在不脫離本發(fā)明實(shí)質(zhì)情況下，可以做出各種改進(jìn)和變更，這些改進(jìn)和變更也屬于本發(fā)明的保護(hù)范圍。