滩涂是潮间带以内的区域，其生物多样性丰富，生态服务价值较高，也是高度脆弱的生态系统，易受气候变化和人类活动的影响。滩涂为鱼类提供了索饵、育幼和躲避捕食者的庇护所(Crinall et al, 2004; Platell et al, 2009)，是贝类生长繁衍的天然场所(申保忠, 2006; Harris et al, 2018)。同时，滩涂向外海输出营养物质、有机物和活的生物体，提高了沿岸生产力(Odum, 2002; Kneib, 2003; Creighton et al, 2019)。

黄河三角洲是我国暖温带最广阔、最完整和增长速度最快的河口新生湿地，沿岸滩涂属淤积型泥砂质，其地势平坦、水质肥沃、生物饵料丰富，是山东省主要的贝类生产区(刘强等, 2018)，同时，分布螺、蟹等底栖动物。目前，黄河三角洲滩涂养殖、构筑物修建等活动及黄河改道、入海水沙减少、海水侵蚀等因素，使滩涂的自然状况受到扰动，贝类栖息环境不断变化。掌握滩涂贝类栖息地的动态变化，不仅有助于了解黄河三角洲贝类资源变动情况，也对该区域鱼类资源的养护具有重要意义。

目前，对黄河三角洲滩涂变动的研究多集中在湿地景观格局、土地利用、覆被变化等方面(肖艳芳等, 2015; 吴晶晶等, 2018; 于小娟等, 2019)，该类研究将滩涂作为众多土地利用类型之一进行动态变化分析，分类标准基本为光滩。但滩涂贝类栖息地不仅包括光滩，还包括部分盐生植被区域。滩涂泥泞，可达性差，难以用传统方法进行测量，而遥感技术成像受地面限制小且实时性强，易于监测贝类栖息地的变化。遥感技术在海洋鱼类栖息地研究中已得到应用(丁琪等, 2015; 陆尧等, 2019)。本研究以遥感数据为数据源，基于GIS (geographic information system)技术平台，对黄河三角洲滩涂贝类栖息地的时空变化格局进行分析，在此基础上，进一步分析变化原因，以期为贝类栖息地保护和鱼类资源养护提供参考。

黄河三角洲位于黄河入海口，主要在山东省滨州市和东营市境内，为国家级自然保护区。保护区由南、北两部分组成，分别为现行黄河入海口两侧部分和1976年以前刁口河流路黄河入海口部分。本研究范围为东营市的行政区划范围，北临渤海湾，东靠莱州湾(图 1)。

图 1(Fig. 1)

图 1 研究区域位置示意图 Fig.1 Location map of the study area

以Landsat TM/ETM⁺/OLI遥感影像作为数据源，筛选了1986—2017年期间潮位最低、无云或少云的影像6景，且保证6个时期的潮位基本相同，均位于平均潮位以下，数据的空间分辨率为30 m (表 1)。所有数据都进行了大气校正，利用ENVI软件进行了几何精校正、增强处理以及研究区域提取等预处理。

表 1(Tab.1)

表 1 选用的遥感影像数据 Tab.1 Remote sensing data used for the study 卫星Satellite 传感器Sensor 成像日期Imaging date 成像时刻Imaging time Landsat5 TM 1986-08-08 02:03:39 Landsat5 TM 1993-09-28 02:04:01 Landsat7 ETM+ 2001-10-12 02:31:45 Landsat5 TM 2008-10-07 02:26:33 Landsat8 OLI 2013-11-22 02:43:48 Landsat8 OLI 2017-09-30 02:42:26

表 1 选用的遥感影像数据 Tab.1 Remote sensing data used for the study

研究区海岸包括淤泥质海岸和人工构筑物海岸。未开发的淤泥质海岸生长着数量繁多的耐盐植被，且近陆侧植被生长茂密，近海侧植被生长稀疏，形成明显的耐盐植被生长过渡带。由于潮汐的冲刷作用，潮滩物质成分差异及暴露水上时间长短不同而导致含水量不同，光谱特征差异显著，在Landsat影像上形成清晰的边界线，可用于平均高潮线的提取(刘雪等, 2013; 贾明明等, 2013; 仇传银等, 2019)。已开发的淤泥质海岸，养殖池塘、围垦大堤等人工构筑物可作为高潮线指标。本研究区域较大，不易进行精确的潮位校正，以瞬时水边线作为下边界进行提取。

黄河三角洲潮间带的高、中、低潮区是大型底栖动物的分布区域(董贯仓等, 2012; 李玄等, 2020)，贝类在潮间带各潮区均有分布，数量较大(刘强等, 2018)，米草入侵改变了底栖无脊椎动物的群落结构(申保忠, 2006)。根据贝类的栖息环境，同时，考虑集中成片分布的米草区域无法利用。因此，本研究将潮间带内的光滩和稀疏盐生植被定义为贝类栖息地。以围垦大堤、养殖池塘、平均高潮线结合植被线作为上边界(近陆地边界)，以每年最低潮位影像的瞬时水边线作为下边界(近海边界)进行贝类栖息地的提取。尽管不同年份的影像存在潮位差异，但能够反映长期的演变规律，且该方法在类似研究中已成功应用(Kuenzer et al, 2015; Behling et al, 2018)。

针对研究区的特点，对多种指数(王志辉等, 2007)进行比较，改进型归一化水体指数[MNDWI=(GREEN- SWIR)/(GREEN+SWIR)]和归一化植被指数[NDVI= (NIR-Red)/(NIR+Red)]分别适用于OLI和TM/ETM⁺数据的滩涂信息提取。因此，本研究基于MNDWI和NDVI，利用阈值法提取瞬时水边线、植被线和人工构筑物边界线；并根据研究范围内不同区域的水体环境，选择合适的阈值以提高提取精度。最后，对获取的边界参照假彩色合成影像，进行目视解译加以修正。在ArcGIS中对不同年份的数据进行空间叠加计算，分析1986—2017年贝类栖息地的时空变化。

式(1)中，${b_3}$为OLI数据第3波段绿波段，${b_6}$为OLI数据第6波段短红外波段。式(2)中，${b_4}$为TM/ETM⁺数据第4波段近红外波段，${b_3}$为TM/ETM⁺数据第3波段红光波段。

结果显示，1986年以来，研究区贝类栖息地面积呈连续下降趋势(表 2)。1986—2017年贝类栖息地面积减少了791.79 km²，减少约66.65%，降低速率约为25.54 km²/a。其中，1986—1993年呈显著下降趋势，平均下降速率约为26.29 km²/a；1993—2001年变化剧烈，降低速率上升为34.25 km²/a；2001—2008年，贝类栖息地面积基本稳定；2008—2013年面积减少了170.788 km²，平均每年减少34.15 km²；2013—2017年，平均减少速率为27.95 km²/a。

表 2(Tab.2)

表 2 黄河三角洲滩涂贝类栖息地面积变化 Tab.2 Habitat area changes of mudflat shellfish in the Yellow River Delta 时间Time 面积Area/km2 面积变化Area change/km2 1986-08-08 1188.079 1993-09-28 1004.057 –184.022 2001-10-12 695.768 –308.289 2008-10-07 678.807 –16.961 2013-11-22 508.019 –170.788 2017-09-30 396.289 –111.805

表 2 黄河三角洲滩涂贝类栖息地面积变化 Tab.2 Habitat area changes of mudflat shellfish in the Yellow River Delta

将6个不同时段的遥感提取结果叠加在一起，得到研究区1986—2017年黄河三角洲滩涂贝类栖息地分布图(图 2)。由图 2可见，研究区内贝类栖息地变化较大的区域为刁口段和河口段2个区域；刁口段区域内，滩涂贝类栖息地分布的上边界逐渐向海推进，下边界剧烈蚀退，宽度变窄；河口段区域内，上边界基本稳定，各年份间下边界不断变化。东营港及邻近段，1986年滩涂贝类分布面积较大，1993和2008年零星分布，其他年份无分布。莱州湾段贝类栖息地上边界1986、1993年向内陆延伸，其他年份固定不变，下边界逐渐向陆地蚀退。

图 1(Fig. 1)

图 2 1986—2017年黄河三角洲滩涂贝类栖息地分布(遥感数据提取结果) Fig.2 Habitat distribution of mudflat shellfish in the Yellow River Delta during 1986—2017 (Results derived from remote sensing data)

利用ArcGIS将提取结果进行叠加分析，获得不同年份滩涂贝类栖息地的时空变动(图 3)，各段的划分与图 2一致。

图 1(Fig. 1)

图 3 1986—2017年期间滩涂贝类栖息地时空变动 Fig.3 Spatio-temporal variations of mudflat shellfish habitat during 1986—2017

1986—1993年(图 3a)，刁口段、河口段贝类栖息地向海略有扩张，东营港及邻近段贝类栖息地大幅度减少，莱州湾段栖息地下边界出现一定退缩。两年份的重合分布面积为779 km²，1986年独有面积为409 km²，1993年独有面积为225 km²。

1993—2001年(图 3b)，刁口段贝类栖息地面积大幅减少，河口段栖息地未出现向海延伸，但入海口改道淤积成新的贝类栖息地(北部入海口)，东营港及邻近段略有减少，莱州湾段虽然整体面积减少，但下边界向海略有延伸。两年份的重合分布面积为520 km²，1993年独有面积为484 km²，2001年独有面积为176 km²。

2001—2008年(图 3c)，刁口段下边界轻微蚀退，面积缩小；河口段新河口不断向外淤积，形成新的滩涂贝类栖息地，改道前的河口(南部入海口)由于缺少水沙来源，下边界轻微蚀退；东营港及邻近段基本无变化；莱州湾段上边界稳定，下边界略向海延伸。两年份的重合分布面积为519 km²，2001年独有面积为177 km²，2008年独有面积为160 km²。

2008—2013年(图 3d)，刁口段面积大幅减少，上边界向海推进，宽度变窄；河口段下边界向海延伸和向陆地蚀退相结合；2013年，东营港及邻近段不再有滩涂贝类栖息地分布；莱州湾段上边界稳定，下边界向陆地推进。重合面积为438 km²，2008年独有面积241 km²，2013年独有面积仅为70 km²。

2013—2017年(图 3e)，刁口段和河口段面积均进一步减少；东营港及邻近段无滩涂贝类分布；莱州湾段上边界一致，下边界向陆地蚀退。两年份间重合面积为370 km²，2013年独有面积为138 km²，2017年独有面积减少到26 km²。

1986—2017年(图 3f)，30年间，滩涂贝类栖息地分布变化剧烈。刁口段的变化最为显著，上边界向海推进，下边界向陆地推进，由1986年的大面积分布演变为2017年的零星分布；河口段的上边界和下边界均向海推进；东营港及邻近段，1986年滩涂贝类广泛分布，2017年已全部开发，无贝类栖息地存在；莱州湾段，滩涂贝类栖息地变窄，上边界向海推进，下边界蚀退，向陆地推进。30年来，滩涂贝类重合分布区域仅为308 km²，1986年的独有面积为880 km²，2017年的独有面积为88 km²。

滩涂贝类栖息地变化较大的为刁口段和河口段(表 3)。刁口段整体上呈锐减趋势，30年间减少约85%，速率约为12.77 km²/a；其中，1986—1993年呈增长趋势，1993年达到最大值(509 km²)，之后急剧减少。河口段面积整体呈先增加后减少的趋势，且变化幅度相对较小，2008年达到最大值(314 km²)，之后逐年递减。河口段处于自然保护区内，由图 2可见，河口段贝类栖息地的变化主要是入海口改道摆动淤积造成。图 4为1986—2017年刁口段的遥感解译结果。2001年以来，养殖池塘和盐田规模不断扩大，大量占用滩涂贝类栖息地，致使栖息地面积不断减少；同时，海水侵蚀使栖息地下边界不断向陆地蚀退，是造成栖息地面积减少的另一个原因。

图 1(Fig. 1)

图 4 刁口段滩涂贝类栖息地变化 Fig.4 Habitat change of mudflat shellfish in Diaokou section

表 3(Tab.3)

表 3 刁口段、河口段滩涂贝类栖息地面积 Tab.3 Habitat area of mudflat shellfish in Diaokou and Estuary sections/km2 日期Date 刁口段Diaokou section 河口段Estuary section 1986-08-08 468 282 1993-09-28 509 265 2001-10-12 247 301 2008-10-07 201 314 2013-11-22 129 266 2017-09-30 72 249

表 3 刁口段、河口段滩涂贝类栖息地面积 Tab.3 Habitat area of mudflat shellfish in Diaokou and Estuary sections/km2

经分析，研究区内的刁口段和莱州湾段滩涂贝类栖息地上边界变化的原因，主要是滩涂盐田、水产养殖池塘和工程建设对栖息地的占用。20世纪90年代初开始，沿海产盐业和水产养殖业不断发展壮大，1986—2001年，刁口段和莱州湾段的盐田和水产养殖池塘面积大幅增加，大量占用滩涂，贝类栖息地上边界迅速向海推进，栖息地变窄，面积急剧减少，这与徐振田等(2020)的研究结果一致。2001—2017年，盐田和水产养殖池塘继续稳步增长，面积逐年增加，栖息地上边界继续向海推进，面积进一步减少(郭宇等, 2018; 刘海红等, 2018)。莱州湾段上边界于2008年已修建为人工堤坝，自2008年开始，上边界固定。河口段处于黄河三角洲国家级自然保护区内，该区域滩涂贝类栖息地变化不受人为因素的影响，其变化主要与滩涂自然发育及植被分布有关，上边界由平均高潮线和盐生植被的分布决定。

滩涂贝类栖息地下边界为瞬时水边线。随着油田和港口建设，东营港及邻近段下边界1993年已基本固化为人工构筑物。自然岸段主要由潮滩冲淤决定，刁口段、河口段和莱州湾段的水动力条件、沉积物来源及地质构造等各不相同，其下边界的变化也各有特点。

1976年黄河改道清水沟流路后，刁口段失去水沙来源的有效补给，加之沉积物以粉砂为主，稳定性差(杨中华等, 2006)，海洋动力的侵蚀导致贝类栖息地下边界蚀退。本研究表明，1986—2017年该区域贝类栖息地大幅度向陆地蚀退，30余年间，仅1993年略有淤积。自2010年开始，黄河三角洲实施“生态补水”战略，刁口河流路恢复过水，同时带来一定的泥沙淤积，这也使得该区域蚀退变慢，甚至出现轻微淤积的年份，2008—2013年，该段虽然总面积减少，但部分区域下边界呈向海淤积态势。另一方面，随着盐田和人工养殖业的大力发展，盐田和水产养殖池塘不断向海推进，该段西部区域的贝类栖息地几乎消失，如2013年和2017年(图 3e、图 4)，其下边界基本为养殖池塘边界。

河口段为现行水流路的入海口段，黄河入海带来大量泥沙，泥沙淤积和海洋动力侵蚀共同作用，使该区域贝类栖息地下边界不断变化。1976年黄河人工改道清水沟以来，利津站多年平均径流量和年输沙量与1950—1975年相比均有较大幅度的减少；其中，以1986年为界，后期的来水和来沙量远小于前期；20世纪90年代中后期，黄河下游河段断流严重，入海泥沙进一步减少(常军等, 2004)；1999年，黄河水资源实施统一管理和调度政策，2003年小浪底水库正式调水调沙，入海水沙明显增加，是近十几年来的转折点(徐美等, 2007; 牛明香等, 2020)。在入海泥沙变动的影响下，1986—1993年，入海口门继续向海延伸，但沙嘴两侧区域受到海洋动力作用，发生蚀退(图 3a)；1996年黄河入海口向北改道后，形成新的沙嘴，原入海口因失去水沙供应，海洋动力作用使其持续受到侵蚀，1993—2001年原入海口区域蚀退，新入海口区域淤积(图 3b)；2001—2008年，调水调沙政策的实施，使新入海口明显向海淤积，老入海口继续蚀退(图 3c)；2008—2013年黄河入海水沙量减少，新入海口淤积缓慢，老入海口继续蚀退(图 3d)；2013—2017年栖息地轻微蚀退(图 3e)。

莱州湾段贝类栖息地下边界总体向陆地蚀退，该区域淤积的泥沙主要来自于黄河入海口泥沙，随着黄河入海水沙减少和黄河向北改道，输送到该段的泥沙减少，在海洋动力作用下不断蚀退。

本研究选取1986—2017年期间黄河三角洲每年潮位最低的Landsat遥感影像6幅，构建模型，提取平均高潮线和低潮线，并基于GIS技术进行空间分析，获得了1986—2017年研究区的贝类栖息地数据及时空演变规律，结果如下：

1) 选取每年最低潮位的遥感影像，通过构建模型并选取合适的阈值，提取贝类栖息地数据，研究其时空演变规律具有一定的可行性，可作为简单易行的手段，初步解决大尺度滩涂贝类栖息地信息提取及动态监测问题。

2) 1986—2017年，黄河三角洲滩涂贝类栖息地面积不断减少，由1986年的1188 km²减少为2017年的396 km²，减少了近67%。其中，刁口段面积减少最为显著，1986—2017年减少了约396 km²。由于入海口改道、泥沙淤积和海水侵蚀的多重作用，河口段栖息地面积先增加后减少。1993年开始，东营港及邻近段贝类栖息地基本消失，莱州湾段栖息地面积大幅减少。

3) 养殖池塘和人工堤坝建设是贝类栖息地上边界的主要控制因素，下边界主要受黄河入海水沙减少和海水侵蚀的双重影响。

需要说明的是，研究中滩涂贝类栖息地下边界为瞬时水边线，区域范围大，黄河入海口以北和以南的潮位会有差别，尽管在数据的挑选中保持入海口区域潮位一致，但其他区域会略有差别，对贝类栖息地下边界的数据准确提取有一定影响，后续研究中会加入潮位校正等资料，进一步提高精度。