红树林提取的方法主要有支持向量机法、分类后对比法、监督分类与非监督分类等。但是按照分类特征来说，一般选择根据具有光谱反射特征的水体指数、修正后的归一化极化指数、归一化植被指数(normalized difference vegetation index, NDVI)以及温湿度指数等指数或波段组合来区分红树林与非红树林。

短波红外对液态水敏感，1.20 μm为液态水的吸收带之一。有学者根据前面的波段特性提出湿度指数和水体指数的光谱指数，分别定义为：

$\text{NDMI}=\left(\rho \text{NIR}-\rho \text{MIR}\right)/\left(\rho \text{NIR}+\rho \text{MIR}\right)$(1)

$\text{NDWI}=\left(\rho 0.86-\rho 1.24\right)/\left(\rho 0.86+\rho 1.24\right)$(2)

式(1)、式(2)中：ρNIR，ρMIR，ρ0.86和ρ1.24分别为近红外、短波红外、0.86 μm和1.24 μm波段反射率。

Lacaux等提出了归一化差值池塘指数来识别并且分析水体，其定义为：

$\text{NDPI}=\left(\rho \text{MIR}-\rho \text{G}\right)/\left(\rho \text{MIR}+\rho \text{G}\right)$(3)

式(3)中ρG和ρMIR分别为绿波段和短波红外波段反射率。把归一化差值池塘指数加以修改，根据红光波段反射率来替掉归一化差值池塘指数里的绿光波段反射率，经过修改之后的归一化差值池塘指数称为MNDPI (ModifiedNDPI)，建立决策树模型的时候用来替换归一化差值池塘指数，即

$\text{MNDPI}=\left(\rho \text{MIR}-\rho \text{R}\right)/\left(\rho \text{MIR}+\rho \text{R}\right)$(3)

式(4)中ρR和ρMIR分别为红波段和对应短波红外波段反射率。

其中MNDPI最大的是陆生植被，红树林、人工建筑、裸土，陆生植被与水体的混合像元比陆生植被的MNDPI稍微小一些，而水体、滩涂和光滩最小。所以根据MNDPI能够把红树林跟水体、滩涂和光滩，特别是和陆生植被识别并且分开。红树林、水体、滩涂、光滩的NDMI明显大于其他地物类型，陆生植被以及陆生植被与水体的混合像元次之，人工建筑和裸土则最小。因此，根据NDMI能够把淇澳岛红树林和人工建筑、裸土相区分，还可以把绝大部分红树林同陆生植被和水体的混合像元相区分，而红树林和陆生植被则有一定程度的重叠区域。

本文将从科学数据银行(Science Data Bank)下载基于遥感的2019年中国红树林分布数据作为真值，该数据的精度为97.0 ± 0.2%，所以将该数据作为真值进行阈值选取的参考数据，各期次水体指数见 图4 。由于遥感具有滞后性，根据决策树模型对2020年的遥感影像数据进行阈值处理，提取2020年淇澳岛红树林的信息，把研究情况分为红树林和非红树林两个类别，并根据ENVI5.6软件里的决策树分类模块对红树林的光谱特征自动识别并依次提取出1990年、1995年、2000年、2005年、2010年以及2015年淇澳岛的红树林。

本文根据所计算的各个年份的湿度指数和修正后的归一化极化指数，基于决策树方法对两个特征指数进行阈值输出自动提取红树林，湿度指数的阈值为b2大于0.48，修正后的归一化极化指数的阈值为b1大于0，b1小于0.56。并对错分和漏分的部分使用ArcGIS软件进行人工编辑，由 图5 可知，1990年至2020年淇澳岛红树林面积总体趋于增长的趋势，说明人工乱砍伐的现象减少，政府及相关部门对红树林采取有力的保护措施并得到有效的成果。

本文采用决策树分类方法，对7个时相的陆地卫星遥感影像数据进行分类，获得的分类结果可以直观的通过研究结果反映淇澳岛红树林各个期间的面积变化与空间结构分布。1990年广东珠海淇澳岛红树林面积为14.31 hm²，与1990年对比，2020年淇澳岛红树林面积增加了483.87 hm²，2000~2005年红树林面积增加最为显著，在研究时间区间内，淇澳岛红树林面积分布逐渐增加。

近30年以来，由于其它部分因素的影响，导致淇澳岛红树林趋于破碎化，红树林斑块形状连续性降低。但是总体来说，斑块数量、斑块密度以及聚集度指数都趋于稳定，说明淇澳岛保护区的红树林斑块趋于集中化，斑块连接度基本保持不变，红树林的空间分布受到人类干预的影响较大。

不规则砍伐以及不节制开发植物资源等不合理的行为导致淇澳岛红树林空间结构分布受损，但是政府有力管控以及人民百姓极力保护也让红树林得以健康生长。近30年来，淇澳岛红树林自然保护区的面积渐渐增加，但是相关部门对当地红树林的保护力度会出现差异。2000年至2005年淇澳岛当地大量设立自然保护区以及政府部门发表相关的规定，以至于淇澳岛红树林面积增加明显，至2005年起红树林面积继续稳定增加。

本文从遥感技术在红树林生态系统变化监测中的应用领域角度，系统总结了淇澳岛红树林生态系统变化遥感监测的状况、理论和方法。总的来说，研究结果反应了淇澳岛红树林的面积以及空间结构变化情况，本次研究对的数据也为相关部门加强对红树林管治及维护提供较直观的参考。

图6 是本文提取得到的红树林所计算得到的长时序红树林面积变化情况，由 表2 可知，1990年到2020年七个时段淇澳岛红树林自然保护区每个年份的面积分别为14.31 hm²、30.21 hm²、62.55 hm²、305.2 hm²、389.72 hm²、414.51 hm²和498.18 hm²。

由 图7 可知，1990年位于珠海淇澳岛东部与西部各有一个红树林斑块，都是天然红树林，至1995年，淇澳岛东部的红树林开始被损害，淇澳岛西部的红树林维护相比于东部就好很多，而且红树林开始像有海水的方向去推移扩张，结合统计图中，可以清晰看出1990年至1995年淇澳岛红树林的面积趋于增长。然而珠海政府自20世纪90年代末起，对淇澳岛红树林投入巨资来维护此植被，21世纪初政府开始建立珠海淇澳岛红树林自然保护区，然而淇澳岛红树林的面积从1995年的30.21 hm²增加至2000年的62.55 hm²，其中62.55 hm²没有包含当时刚刚人工培养的淇澳岛红树林，刚刚培养的红树林未生长成熟，而且还未拥有茂密的叶子，因此，它的光谱反射未明显，从图像中看出总体反映的是水体与泥沙的光谱反射信息，但是比起1990年至1995年淇澳岛红树林面积变化有了极大增加，随着淇澳岛红树林得以恢复生长，当地旅游业也逐渐发展起来，带动了当地的旅游业，从1990年的天然红树林逐渐转型为目前的人工种植红树林。

至2000年，珠海政府开始投资建设淇澳岛红树林自然保护区，西部地区的红树林开始极快的扩张，至2000年之后，随着淇澳岛红树林自然保护区的逐渐设立，人类大量种植红树林，导致淇澳岛红树林的面积渐渐增长，淇澳岛2000年至2005年间的红树林面积变化幅度最大，面积增加了将近五倍左右，其中重要的原因为由于前期沿着海岸经济的开发需求，面临人口的发展，工业污染等各种违背植被健康生长的排放等手段。形成淇澳岛红树林的极度损害，但是后期，随着人类对自然植被的理解更加透彻，珠海政府对红树林维护规定的加强与实施，而且随着人类对环保的意识提升，对此采取人工种植等方式对淇澳岛红树林进行恢复工作。至2010年淇澳岛红树林面积增加到389.72 hm²，呈现持续增加趋势。淇澳岛红树林从开始的根据海岸散开分布趋向红树林保护区区域集中；天然的面积值逐渐变小，由于人类对红树林加以保护导致人工种植红树林的面积值逐渐变大。

2010年至2020年，淇澳岛红树林面积持续稳定增长，红树林面积的增长得益于人类维护和政府制定措施的有效实行。2018年我国国务院印发《关于加强滨海湿地保护严格管控围填海的通知》，该规定的主要内容有以下几点：一是严控新增围填海造地。二是加快处理围填海历史遗留问题。三是加强海洋生态保护修复。四是建立滨海湿地保护和围填海管控长效机制。由于国家及当地政府部门相继发表相关的法律法规，给予红树林健康生长的保障，包括随着人类保护自然的意识的不断提高，对红树林随意砍伐的现象减少，红树林逐步稳定的恢复生长。

根据研究发现1990到2020年，淇澳岛红树林的面积整体呈现出增长的势头，其中最重要的一点为政府及有关部门加强对红树林维护的重视程度。