Sundarbans (Bangladesh and India)Fr

Sundarbans (Bangladesh and India)
From the 1970se2000s, mangrove forest in the Sundarbans
decreased by 1.2%. The rate of change, however, was not uniform
from the 1970se1990s and from 1990s to 2000s. From the 1970se
1990s, mangrove forest area increased by 1.4%, and from 1990s to
2000s, the area decreased by 2.5%. These changes are nonsignificant
in the context of errors associated with classification
and the dynamic nature of mangrove ecosystems. In other words,
these changes are well within the margin of error. For example,
because of the fluctuation of tide, certain areas in flooded areas,
barren lands, and water bodies could be misclassified from one
class to another. Small changes less than 3x3 pixels were not
detected from this study as this was the minimum mapping unit
used. This is expected to minimize the errors arising from missregistration
of satellite imagery.
While the measured net loss of mangrove forest was not
considerable, the change matrix (Table 5) shows that turnover was
much greater than net change. For example, 7% of the 1970s-era mangrove forest had changed to non-mangrove, flooded, water
bodies, or barren lands by 2000. The largest category of mangrove
forest change was loss to flooded (4.6%). The change matrix also
revealed that during the same period approximately 37% of flooded
areas, 21% of barren lands, 8.3% of non-mangrove, and 2.2% of water
bodies were converted to mangroves. Similar patterns of change
were observed from the 1970se1990s and from 1990s to 2000s
(Table 5).
In all three classifications, 93e95% of mangrove forests, 93e96%
of water bodies, and 69e79% of non-mangrove areas did not
change. During the same period, the turnover for flooded areas and
barren lands was, however, quite high, only 30e35% of flooded and
15e50% of barren lands remain unchanged. The large change between
flooded and barren lands may possibly be due to variation in
tidal inundation at the time of satellite data acquisition. Major
change areas were concentrated either in the outer periphery or
near the shoreline (Fig. 4), caused by anthropogenic and natural
forces, respectively.

The high turnover between mangrove and non-mangrove is due
primarily to encroachment, erosion, aggradation, and mangrove
rehabilitation programs. The rate of erosion is highest at the
southern edges of Mayadwip, Bulcherry Island, and Bhangaduni
Island. For example, Bhangaduni Island lost one-fourth of its land
area (25.1%) and just less than one-fourth of its mangrove area to
erosion between the 1970s and 2000s. The majority of this loss in
this island occurred between 1989 and 2000s, which is evident
from the following illustrations (Fig. 5).
Due to aggradation, land continues to be made afresh in the
Sundarbans, offsetting a large part of the loss to erosion. This
process has increased the land and mangrove forest areas. Once the
new land is formed, such lands are typically colonized by a
sequence of plant communities, culminating in the establishment
of mangrove forests. Examples of aggradation can be seen in Fig. 5.
Between 1970s and 1990s, mangrove forest gained from
aggradation (2925 ha) nearly equals mangrove forest lost to erosion
(3157 ha). From the 1990se2000s, however, the rate of erosion
claimed seven times as much mangrove forest (4151 ha) as aggradation
created (592 ha). Erosion was concentrated along the banks
of major river channels and at the landewater interface with the
Bay of Bengal. Approximately half of the mangrove forested land
lost was at the extreme southern edge of the Sundarbans where
almost no compensating aggradation took place.
On the India side of the Sundarbans, the most dramatic area of
change is located approximately 14 km east of Kisoripur. In the
1970s image, 1085 ha of mangrove forest, interspersed with open
flooded areas, extended approximately 4 kminland from the Matla/
Bidya River. By 1990s, the classification shows that 13.27% of the
mangrove forest had been lost, and the boundary between development and mangroves had receded approximately 1 km to
the east. By 2000s (ETMþ),
Only a ring of mangrove at the shoreline remained. The evidence
of development is apparent with the building of diked areas and
canals as the forest was removed. This area falls outside of the
managed forest reserves and contrasts sharply with the mangrove
forested areas to the south and east, which remained generally
unchanged during the same period.
Again, the net mangrove loss over thewhole of the Sundarbans is
about 1% as the numerous areas of loss are counter-balanced by
areas of gain. Most of this gain is found in areas where new land
formed through deposition has become vegetated. One of the exceptions
is an area of afforestation located in the Jilla forest block on
the northern forest boundary of the India side. This area of
approximately 400 ha was completely degraded in 1975, but had
been re-vegetated by 1989 andwas generally indistinguishable from
surrounding forested areas in a remote-sensing image by 2000s.
Overall accuracy of 86%, 85%, and 79% were achieved for
2000s, 1990s, and 1970s classification with the Tau coefficient of
0.85, 0.83, and 0.76, respectively. The tau coefficient for the year
2000, for example, indicates that our classification systems produce
a map on which 85% more pixels were classified correctly
than would be expected by random assignment. This means that
for this classification, we were correct 85% of the time. Confusion
arose in discriminating flooded and water bodies, and nonmangrove
and barren lands classes. Mangrove class was relatively
well classified.
The canopy closure layers derived from NDVI measurements for
the three mosaics showchanging patterns of forest condition in the
Sundarbans. The pattern of healthy upper-story vegetation is
different in the different era classification results. Therefore, the
least healthy areas in 2000s are different from the least healthy
areas of 1990s. Furthermore, the pattern of relatively unhealthy vegetation in 2000s corresponds to areas of reported top dying. As
explained above, the lack of multiple images for each era, the
different seasons of acquisition for images of different eras, and
variation in the degree of tidal inundation in the various images
prevents comparison of absolute values derived from each of the
canopy closure layers. While the absolute values for canopy closure
that the model is designed to generate are not reliable, patterns of
relative canopy closure are confirmed as generally valid. Visual
confirmation of the validity of the canopy closure layer comes from
two sources: the 1985 (1983 data) Chaffey et al. inventory maps and
QuickBird high-resolution remote-sensing images from 2002. The
Chaffey et al. (1985) maps from 1983 aerial photography, while
compiled approximately 6 years later, support the validity of the
1970s-era canopy closure layer. The 1983 maps show roughly twothirds
of this area as having canopy closure above 70% and little or
none of this area to be below 30% canopy coverage. These areas
correspond well to the high and low canopy closure areas in the
1970s-era canopy closure layer. The largest change in the pattern of
canopy closure is between the TM and ETMþ eras, when a large
corridor of reduced canopy closure appears between the Bal and
Sibsa Rivers. This corresponds to forest compartments that have
high rates of top dying

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ซันดาร์บันส์ (บังกลาเทศและอินเดีย)จาก 1970se2000s ป่าชายเลนซันดาร์บันส์ลดลง 1.2% อัตราการเปลี่ยนแปลง แต่ ไม่สม่ำเสมอจากการ 1970se1990s และ จากปี 1990 ถึง 2000s จาก 1970seปี 1990 ป่าชายเลนเพิ่มขึ้น 1.4% และปี 1990 เพื่อ2000s พื้นที่ลดลง 2.5% การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้จะ nonsignificantในบริบทของข้อผิดพลาดที่เกี่ยวข้องกับการจัดประเภทและธรรมชาติของระบบนิเวศป่าชายเลนแบบไดนามิก ในคำอื่น ๆเปลี่ยนแปลงเหล่านี้ได้ดีภายในระยะขอบของข้อผิดพลาด ตัวอย่างเนื่องจากความผันผวนของน้ำ บางพื้นที่ในพื้นที่น้ำท่วมดินแดนแห้งแล้ง และน้ำร่างกายสามารถ misclassified ได้จากชั้นอื่น เปลี่ยนแปลงเล็กน้อยกว่า 3 x 3 พิกเซลไม่ได้ตรวจพบจากการศึกษานี้เป็นหน่วยการแม็ปอย่างน้อยใช้ นี้คาดว่าจะลดข้อผิดพลาดที่เกิดจาก missregistrationของภาพถ่ายดาวเทียมในขณะที่ไม่มีขาดทุนสุทธิวัดป่าชายเลนเปลี่ยนเมตริกซ์ (ตาราง 5) เพิ่มมาก ที่แสดงหมุนเวียนนั้นมียิ่งกว่าการเปลี่ยนแปลงสุทธิ ตัวอย่าง 7% ของป่าชายเลนยุคทศวรรษ 1970 ได้เปลี่ยนน้ำไม่ใช่ในป่าชายเลน น้ำ ท่วมร่างกาย หรือดินแดนที่แห้งแล้ง โดย 2000 หมวดหมู่ที่ใหญ่ที่สุดของป่าชายเลนเปลี่ยนแปลงป่าสูญเสียน้ำท่วม (4.6%) เมทริกซ์เปลี่ยนยังเปิดเผยซึ่งในช่วงเวลาเดียวกันประมาณ 37% ของน้ำท่วมพื้นที่ 21% ของดินแดนแห้งแล้ง 8.3% ของป่าชาย เลนไม่ใช่ และ 2.2% ของน้ำร่างกายถูกแปลงเป็นโกรฟส์ รูปแบบคล้ายคลึงกันของการเปลี่ยนแปลงสังเกตได้ จากการ 1970se1990s และ จากปี 1990 ถึง 2000s(ตาราง 5)ในทั้งหมดสามจัดประเภท 93e95% ของป่าชายเลน 93e96%แหล่งน้ำ และ 69e79% ของพื้นที่ป่าชายเลนไม่ใช่ไม่ได้เปลี่ยนแปลง ในช่วงเวลาเดียวกัน การหมุนเวียนสำหรับพื้นที่ที่น้ำท่วม และดินแดนแห้งแล้งถูก ไร ค่อนข้างสูง เพียง 30e35% ของน้ำท่วม และ15e50% ของดินแดนที่แห้งแล้งการเปลี่ยนแปลง การเปลี่ยนแปลงขนาดใหญ่ระหว่างดินแดนที่แห้งแล้ง และน้ำท่วมอาจจะเนื่องจากความผันแปรในinundation บ่าเวลาซื้อข้อมูลดาวเทียม หลักเปลี่ยนแปลงพื้นที่ได้เข้มข้นยสปริงภายนอกอย่างใดอย่างหนึ่ง หรือใกล้ชายฝั่ง (Fig. 4), เกิดจากการมาของมนุษย์ และธรรมชาติบังคับ ตามลำดับหมุนเวียนสูงระหว่างป่าชายเลนและป่าชายเลนไม่มีครบหลัก การ encroachment พังทลาย aggradation ป่าชายเลนโปรแกรมฟื้นฟูสมรรถภาพ อัตราการกัดเซาะจะสูงสุดในการขอบภาคใต้ Mayadwip เกาะ Bulcherry และ Bhangaduniแหล่งท่องเที่ยว ตัวอย่าง Bhangaduni เกาะหายไปหนึ่งส่วนสี่ของที่ดินพื้นที่ (25.1%) และน้อยกว่าเพียงหนึ่งส่วนสี่ของพื้นที่ของป่าชายเลนกัดเซาะระหว่างทศวรรษ 1970 และ 2000s ส่วนใหญ่ขาดทุนนี้ในเกาะนี้เกิดขึ้นระหว่างปี 1989 และ 2000s ซึ่งจะเห็นได้ชัดจากภาพประกอบที่ต่อไปนี้ (Fig. 5)เนื่องจาก aggradation ที่ดินยังคงมีแตงในการซันดาร์บันส์ ออฟเซ็ตส่วนใหญ่สูญเสียการพังทลาย นี้กระบวนการได้เพิ่มพื้นที่ป่าบกและป่าชายเลน ครั้งเกิดแผ่นดินใหม่ ที่ดินดังกล่าวอยู่โดยทั่วไปยึดครองโดยการลำดับของโรงงานชุมชน จบในสถานประกอบการของป่าชายเลน สามารถดูตัวอย่างของ aggradation ใน Fig. 5ระหว่างทศวรรษ 1970 และทศวรรษที่ 1990 ป่าชายเลนที่ได้รับจากaggradation (2925 ฮา) เกือบเท่ากับป่าชายเลนที่หายไปการกัดเซาะ(3157 ฮา) จากการ 1990se2000s อย่างไรก็ตาม อัตราการกัดเซาะอ้างว่า ป่าชายเลน 7 ครั้งเท่า (4151 ฮา) เป็น aggradationสร้าง (592 ฮา) พังทลายได้เข้มข้นตามธนาคารช่องทางแม่น้ำสายหลัก และ ในอินเทอร์เฟซ landewater กับการอ่าวเบงกอล ประมาณครึ่งหนึ่งของป่าชายเลนที่มองที่ดินหายไปถูกที่ขอบซันดาร์บันส์ภาคใต้มากที่เกือบไม่ aggradation compensating เอาสถานด้านอินเดียของซันดาร์บันส์ พื้นที่สุดเปลี่ยนแปลงจะอยู่ประมาณ 14 กิโลเมตรทางตะวันออกจาก Kisoripur ในทศวรรษ 1970 ภาพ 1085 ฮา ป่าชายเลน กระจายกับเปิดน้ำท่วมพื้นที่ ขยายประมาณ 4 kminland จาก Matla /แม่น้ำ Bidya โดยปี 1990 ประเภทการแสดงที่ 13.27% ของการป่าชายเลนได้หายไป และเขตแดนระหว่างพัฒนาและป่าโกงกางมี receded ประมาณ 1 กิโลเมตรตะวันออก โดย 2000s (ETMþ),เฉพาะแหวนของป่าชายเลนที่ชายฝั่งยังคง หลักฐานที่ของการพัฒนาจะเห็นได้ชัดกับการสร้างพื้นที่ diked และลำคลองเป็นป่าถูกเอาออก บริเวณนี้อยู่ภายนอกป่าจัดการจอง และดูแตกต่างกับป่าชายเลนอย่างรวดเร็วพื้นที่ป่าใต้และตะวันออก ซึ่งยังคงอยู่โดยทั่วไปunchanged during the same period.Again, the net mangrove loss over thewhole of the Sundarbans isabout 1% as the numerous areas of loss are counter-balanced byareas of gain. Most of this gain is found in areas where new landformed through deposition has become vegetated. One of the exceptionsis an area of afforestation located in the Jilla forest block onthe northern forest boundary of the India side. This area ofapproximately 400 ha was completely degraded in 1975, but hadbeen re-vegetated by 1989 andwas generally indistinguishable fromsurrounding forested areas in a remote-sensing image by 2000s.Overall accuracy of 86%, 85%, and 79% were achieved for2000s, 1990s, and 1970s classification with the Tau coefficient of0.85, 0.83, and 0.76, respectively. The tau coefficient for the year2000, for example, indicates that our classification systems producea map on which 85% more pixels were classified correctlythan would be expected by random assignment. This means thatfor this classification, we were correct 85% of the time. Confusionarose in discriminating flooded and water bodies, and nonmangroveand barren lands classes. Mangrove class was relativelywell classified.The canopy closure layers derived from NDVI measurements forthe three mosaics showchanging patterns of forest condition in theSundarbans. The pattern of healthy upper-story vegetation isdifferent in the different era classification results. Therefore, theleast healthy areas in 2000s are different from the least healthyareas of 1990s. Furthermore, the pattern of relatively unhealthy vegetation in 2000s corresponds to areas of reported top dying. Asexplained above, the lack of multiple images for each era, thedifferent seasons of acquisition for images of different eras, andvariation in the degree of tidal inundation in the various imagesprevents comparison of absolute values derived from each of thecanopy closure layers. While the absolute values for canopy closurethat the model is designed to generate are not reliable, patterns ofrelative canopy closure are confirmed as generally valid. Visualconfirmation of the validity of the canopy closure layer comes fromtwo sources: the 1985 (1983 data) Chaffey et al. inventory maps andQuickBird high-resolution remote-sensing images from 2002. TheChaffey et al. (1985) maps from 1983 aerial photography, whilecompiled approximately 6 years later, support the validity of the1970s-era canopy closure layer. The 1983 maps show roughly twothirdsof this area as having canopy closure above 70% and little ornone of this area to be below 30% canopy coverage. These areascorrespond well to the high and low canopy closure areas in the1970s-era canopy closure layer. The largest change in the pattern ofcanopy closure is between the TM and ETMþ eras, when a largecorridor of reduced canopy closure appears between the Bal andSibsa Rivers. This corresponds to forest compartments that have
high rates of top dying

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

Sundarbans (บังคลาเทศและอินเดีย)
จาก 1970se2000s ป่าชายเลนใน Sundarbans
ลดลง 1.2% อัตราการเปลี่ยนแปลงอย่างไรไม่สม่ำเสมอ
จาก 1970se1990s จากปี 1990 และ 2000 จาก 1970se
ปี 1990 พื้นที่ป่าชายเลนเพิ่มขึ้น 1.4% และตั้งแต่ปี 1990 เพื่อ
2000 พื้นที่โดยลดลง 2.5% การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้ไม่มีนัยสำคัญ
ในบริบทของความผิดพลาดที่เกี่ยวข้องกับการจำแนกประเภท
และลักษณะของระบบนิเวศป่าชายเลน ในคำอื่น ๆ
การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้เป็นอย่างดีภายในขอบของข้อผิดพลาด ตัวอย่างเช่น
เพราะความผันผวนของน้ำที่บางพื้นที่ในพื้นที่น้ำท่วม
ดินแดนที่แห้งแล้งและแหล่งน้ำที่อาจจะแบ่งจากที่หนึ่ง
ไปยังอีกระดับ การเปลี่ยนแปลงเล็ก ๆ น้อยกว่า 3x3 พิกเซลไม่ได้ถูก
ตรวจพบจากการศึกษานี้เช่นนี้เป็นหน่วยที่ทำแผนที่ขั้นต่ำ
ที่ใช้ นี้คาดว่าจะลดข้อผิดพลาดที่เกิดขึ้นจาก missregistration
ภาพถ่ายดาวเทียม.
ในขณะที่วัดขาดทุนสุทธิป่าชายเลนก็ไม่
มากการเปลี่ยนแปลงเมทริกซ์ (ตารางที่ 5) แสดงให้เห็นว่าผลประกอบการเป็น
มากขึ้นกว่าการเปลี่ยนแปลงสุทธิ ยกตัวอย่างเช่น 7% ของป่าชายเลนปี 1970 ยุคที่มีการเปลี่ยนแปลงที่ไม่ป่าชายเลนน้ำท่วมน้ำ
ร่างกายหรือดินแดนที่แห้งแล้งโดยปี 2000 ประเภทป่าชายเลนที่ใหญ่ที่สุดของ
การเปลี่ยนแปลงคือการสูญเสียป่าที่จะถูกน้ำท่วม (4.6%) เมทริกซ์การเปลี่ยนแปลงนอกจากนี้ยัง
แสดงให้เห็นว่าในช่วงเวลาเดียวกันประมาณ 37% ของน้ำท่วม
พื้นที่ 21% ของดินแดนที่แห้งแล้ง 8.3% ของการไม่โกงกางและ 2.2% ของน้ำ
ศพถูกแปลงเป็นป่าชายเลน รูปแบบที่ใกล้เคียงของการเปลี่ยนแปลง
ถูกตั้งข้อสังเกตจาก 1970se1990s จากปี 1990 และ 2000
(ตารางที่ 5).
ทั้งสามจำแนก 93e95% ของป่าโกงกาง 93e96%
ของแหล่งน้ำและ 69e79% ของพื้นที่ที่ไม่ป่าชายเลนไม่ได้
เปลี่ยนแปลง ในช่วงเวลาเดียวกันผลประกอบการในพื้นที่ที่ถูกน้ำท่วมและ
ดินแดนที่แห้งแล้งได้ แต่ค่อนข้างสูงเพียง 30e35% ของน้ำท่วมและ
15e50% ของดินแดนที่แห้งแล้งยังคงไม่เปลี่ยนแปลง การเปลี่ยนแปลงขนาดใหญ่ระหว่าง
ดินแดนที่ถูกน้ำท่วมและแห้งแล้งอาจจะเกิดจากการเปลี่ยนแปลงใน
น้ำท่วมน้ำขึ้นน้ำลงในช่วงเวลาของการเก็บข้อมูลดาวเทียม ที่สำคัญ
การเปลี่ยนแปลงพื้นที่มีความเข้มข้นทั้งในขอบด้านนอกหรือ
ที่อยู่ใกล้ชายฝั่ง (รูปที่. 4) ที่เกิดจากกิจกรรมของมนุษย์และธรรมชาติ
กองกำลังตามลำดับ. การหมุนเวียนสูงระหว่างป่าชายเลนและไม่ใช่เป็นเพราะป่าชายเลนเป็นหลักในการรุกล้ำชะ aggradation และป่าชายเลนโปรแกรมการฟื้นฟูสมรรถภาพ อัตราการกัดเซาะมากที่สุดก็คือที่ขอบด้านใต้ของ Mayadwip, Bulcherry แลนด์และ Bhangaduni เกาะ ตัวอย่างเช่น Bhangaduni เกาะหายไปหนึ่งในสี่ของที่ดินในพื้นที่ (25.1%) และเพียงน้อยกว่าหนึ่งในสี่ของพื้นที่ป่าชายเลนในการชะล้างพังทลายระหว่างปี 1970 และ 2000 ส่วนใหญ่ของการสูญเสียนี้ในเกาะแห่งนี้เกิดขึ้นระหว่างปี 1989 และ 2000 ซึ่งจะเห็นได้จากภาพดังต่อไปนี้ (รูปที่. 5). เนื่องจาก aggradation ที่ดินยังคงที่จะทำอีกครั้งในSundarbans ชดเชยส่วนใหญ่ของการสูญเสียการกัดเซาะ . นี้กระบวนการได้เพิ่มขึ้นพื้นที่ป่าบกและป่าชายเลน เมื่อดินแดนใหม่จะเกิดขึ้นในดินแดนดังกล่าวจะตกเป็นเมืองขึ้นโดยทั่วไปลำดับของสังคมพืชสูงสุดในสถานประกอบการของป่าชายเลน ตัวอย่างของ aggradation สามารถมองเห็นได้ในรูป 5. ระหว่างปี 1970 และ 1990, ป่าชายเลนที่ได้รับจากaggradation (2,925 ฮ่า) ​​เกือบเท่ากับป่าชายเลนหายไปกัดเซาะ(3157 ฮ่า) จาก 1990se2000s แต่อัตราการกัดเซาะอ้างเจ็ดครั้งเป็นป่าชายเลนมาก (4151 ฮ่า) ​​เป็น aggradation สร้าง (592 ฮ่า) การพังทลายของสมาธิตามริมฝั่งแม่น้ำของช่องทางที่สำคัญและที่อินเตอร์เฟซ landewater กับอ่าวเบงกอล ประมาณครึ่งหนึ่งของที่ดินป่าชายเลนป่าหายไปอยู่ที่ขอบด้านใต้สุดของ Sundarbans ที่เกือบจะไม่มี aggradation ชดเชยที่เกิดขึ้น. ทางด้านอินเดีย Sundarbans พื้นที่ที่น่าทึ่งที่สุดของการเปลี่ยนแปลงที่อยู่ประมาณ 14 กิโลเมตรทางตะวันออกของ Kisoripur ในภาพ 1970 1085 ฮ่าป่าชายเลนสลับกับการเปิดพื้นที่น้ำท่วมขยายประมาณ 4 kminland จาก MATLA / Bidya แม่น้ำ โดยปี 1990 จำแนกแสดงให้เห็นว่า 13.27% ของป่าชายเลนได้รับหายไปและเขตแดนระหว่างการพัฒนาและป่าชายเลนได้ลดลงประมาณ 1 กิโลเมตรไปทางทิศตะวันออก โดยยุค 2000 (ETMþ) เพียงแหวนชายฝั่งป่าชายเลนที่ยังคงอยู่ หลักฐานของการพัฒนาเป็นที่ประจักษ์ด้วยการสร้างพื้นที่และกั้นคลองเป็นป่าจะถูกลบออก พื้นที่บริเวณนี้จะตกอยู่นอกเขตป่าสงวนและการจัดการความขัดแย้งกับป่าชายเลนพื้นที่ป่าไปทางทิศใต้และทิศตะวันออกซึ่งยังคงอยู่โดยทั่วไปไม่เปลี่ยนแปลงในช่วงเวลาเดียวกัน. อีกครั้งการสูญเสียป่าชายเลนสุทธิ thewhole ของ Sundarbans คือประมาณ 1% เป็นจำนวนมาก พื้นที่ของการสูญเสียกำลังต่อต้านจากพื้นที่ของการเพิ่ม ส่วนใหญ่ของการเพิ่มนี้จะพบในพื้นที่ที่มีดินแดนใหม่ที่เกิดขึ้นผ่านการสะสมได้กลายเป็นโซ หนึ่งในข้อยกเว้นเป็นพื้นที่ของการปลูกป่าที่ตั้งอยู่ในบล็อกป่า Jilla ในเขตแดนป่าทางตอนเหนือของฝั่งอินเดีย พื้นที่นี้ประมาณ 400 เฮกเตอร์ได้อย่างสมบูรณ์เสื่อมโทรมในปี 1975 แต่ได้รับการโซโดย andwas 1989 โดยทั่วไปแยกไม่ออกจากบริเวณโดยรอบพื้นที่ป่าในภาพระยะไกลตรวจจับจากยุค 2000. ความถูกต้องโดยรวม 86%, 85% และ 79% กำลังประสบความสำเร็จ สำหรับทศวรรษที่ 2000, 1990, 1970 และการจัดหมวดหมู่ที่มีค่าสัมประสิทธิ์ของเอกภาพ0.85, 0.83 และ 0.76 ตามลำดับ ค่าสัมประสิทธิ์เอกภาพสำหรับปี2000 เช่นแสดงให้เห็นว่าระบบการจัดหมวดหมู่ของเราผลิตแผนที่ที่ 85% พิกเซลมากถูกจัดอย่างถูกต้องเกินกว่าจะคาดโดยการโอนสุ่ม ซึ่งหมายความว่าการจัดหมวดหมู่นี้เรามีความถูกต้อง 85% ของเวลา ความสับสนเกิดขึ้นในเหยียดน้ำท่วมและแหล่งน้ำและ nonmangrove ดินแดนที่แห้งแล้งและชั้นเรียน ระดับค่อนข้างป่าชายเลนถูกจัดกัน. ชั้นปิดหลังคาที่ได้จากการวัด NDVI สำหรับสามโมเสส showchanging รูปแบบของสภาพป่าSundarbans รูปแบบของพืชพรรณบนมีสุขภาพดีเป็นเรื่องที่แตกต่างกันในผลการจำแนกยุคที่แตกต่างกัน ดังนั้นพื้นที่น้อยมีสุขภาพดีในยุค 2000 จะแตกต่างจากที่มีสุขภาพดีอย่างน้อยพื้นที่ของปี 1990 นอกจากนี้รูปแบบของพืชที่ไม่แข็งแรงในยุค 2000 ที่ค่อนข้างสอดคล้องกับพื้นที่ของการตายบนรายงาน ในฐานะที่อธิบายข้างต้นขาดภาพหลายยุคแต่ละฤดูกาลที่แตกต่างของการซื้อกิจการสำหรับภาพของยุคที่แตกต่างกันและการเปลี่ยนแปลงในระดับของน้ำท่วมน้ำขึ้นน้ำลงในภาพต่างๆป้องกันไม่ให้เปรียบเทียบค่าที่แน่นอนได้มาจากแต่ละชั้นปิดหลังคา ในขณะที่ค่าแน่นอนสำหรับการปิดหลังคาว่ารูปแบบที่ถูกออกแบบมาเพื่อสร้างจะไม่น่าเชื่อถือ, รูปแบบของการปิดหลังคาญาติได้รับการยืนยันเป็นที่ถูกต้องโดยทั่วไป ภาพยืนยันความถูกต้องของการปิดชั้นหลังคาที่มาจากสองแหล่งที่มา: 1985 (1983 ข้อมูล) Chaffey et al, แผนที่สินค้าคงคลังและQuickBird ความละเอียดสูงภาพระยะไกลตรวจจับจากปี 2002 และ Chaffey อัล (1985) แผนที่จากภาพถ่ายทางอากาศปี 1983 ในขณะที่รวบรวมประมาณ 6 ปีต่อมาสนับสนุนความถูกต้องของการปิดหลังคาชั้นปี 1970 ยุค 1983 แผนที่แสดงประมาณ twothirds ของพื้นที่นี้มีการปิดหลังคาสูงกว่า 70% และมีเพียงเล็กน้อยหรือไม่มีพื้นที่นี้จะต่ำกว่าความคุ้มครองหลังคา 30% พื้นที่เหล่านี้สอดคล้องกันไปยังพื้นที่ที่ปิดหลังคาสูงและต่ำในชั้นปิดหลังคาปี 1970 ยุค การเปลี่ยนแปลงที่ใหญ่ที่สุดในรูปแบบของการปิดหลังคาอยู่ระหว่าง TM และยุคETMþเมื่อขนาดใหญ่ทางเดินของการปิดหลังคาลดลงปรากฏระหว่างบาลและแม่น้ำ Sibsa นี้สอดคล้องกับช่องป่าที่มีอัตราการตายสูงของด้านบน

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ซันดาร์บัน ( บังคลาเทศและอินเดีย )
จาก 1970se2000s ป่าชายเลนใน Sundarbans
ลดลง 1.2% อัตราของการเปลี่ยนแปลง แต่ไม่สม่ำเสมอ
จาก 1970se1990s จากยุค 90 และยุค 2000 จาก 1970se
1990 พื้นที่ป่าชายเลนเพิ่มขึ้น 1.4% และจากยุค 90
2000 , พื้นที่ลดลง 2.5 เปอร์เซ็นต์ การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้ไม่
ในบริบทของข้อผิดพลาดที่เกี่ยวข้องกับการจำแนก
และลักษณะแบบไดนามิกของป่าชายเลน ระบบนิเวศวิทยา ในคำอื่น ๆ ,
การเปลี่ยนแปลงเหล่านี้เป็นอย่างดีภายในขอบของข้อผิดพลาด ตัวอย่างเช่น
เพราะความผันผวนของกระแสน้ำ บางพื้นที่ท่วมพื้นที่
เป็นหมัน และน้ำในร่างกายสามารถ misclassified จากชั้น
ไปอีก การเปลี่ยนแปลงขนาดเล็กน้อยกว่าไม่ได้
3x3 พิกเซลที่ตรวจพบในการศึกษานี้เป็นนี้เป็นหน่วยแผนที่ขั้นต่ำ
ใช้ . นี้คาดว่าจะลดข้อผิดพลาดที่เกิดจาก missregistration

ของดาวเทียม และวัดผลการดำเนินงานของป่าชายเลนไม่ได้
มากเปลี่ยนเมทริกซ์ ( ตารางที่ 5 ) พบว่า การหมุนเวียนคือ
มากขึ้นกว่าการเปลี่ยนแปลงสุทธิ . ตัวอย่าง ร้อยละ 7 ของยุค 70 ยุค ป่าชายเลน การไม่มีป่าชายเลน น้ําท่วมน้ำ
ศพ หรือเป็นหมันโดย 2000 ประเภทที่ใหญ่ที่สุดของการเปลี่ยนแปลงพื้นที่ป่าชายเลน
คือการสูญเสียน้ำท่วม ( 4.6% ) การเปลี่ยนเมทริกซ์ยัง
เปิดเผยว่าในช่วงเวลาเดียวกันประมาณ 37% ของพื้นที่น้ำท่วม
21 % ของดินแดนแห้งแล้ง , 8.3 % ไม่ใช่ป่าชายเลนและ 2.2% ของน้ำ
ร่างกายแปลงเป็นป่าชายเลน รูปแบบคล้ายกับที่พบจาก 1970se1990s เปลี่ยน

จากยุค 90 และยุค 2000( ตารางที่ 5 ) .
ในทั้งสามเรื่อง 93e95 % , ป่าชายเลน 93e96 %
ของน้ำในร่างกาย และ 69e79 % นอกพื้นที่ป่าชายเลนที่ไม่ได้
เปลี่ยน ในช่วงเวลาเดียวกัน การหมุนเวียนในพื้นที่น้ำท่วมและ
เป็นหมันได้ แต่ ค่อนข้างสูง โดย 30e35 เพียงน้ำท่วม
15e50 % ของดินแดนแห้งแล้งยังคงไม่เปลี่ยนแปลง การเปลี่ยนแปลงขนาดใหญ่ระหว่าง
น้ำท่วมเป็นหมันอาจจะเกิดจากการเปลี่ยนแปลงใน
น้ำขึ้นน้ำลงท่วมในเวลาของดาวเทียม การได้มาของข้อมูล พื้นที่เปลี่ยนสาขา
มีความเข้มข้นทั้งในนอกเขตปริมณฑลหรือ
ใกล้ชายฝั่ง ( รูปที่ 4 ) , ที่เกิดจากมนุษย์และธรรมชาติ

แรงตามลำดับ อัตราการหมุนเวียนสูงระหว่างป่าชายเลนและไม่มีป่าชายเลนเนื่องจาก
หลักการการกัดเซาะ , แคลิฟอร์เนีย และฟื้นฟูป่าชายเลน
โปรแกรมอัตราการกัดกร่อนสูงสุดที่
ขอบ mayadwip bulcherry ภาคใต้ , เกาะ , เกาะ bhangaduni
. ตัวอย่างเช่น bhangaduni เกาะหายไปหนึ่งในสี่ของพื้นที่
( 60% ) และเพียงน้อยกว่าหนึ่งในสี่ของพื้นที่ป่าชายเลนของ

ระหว่างปี 1970 และ 1980 ของ ส่วนใหญ่ของการสูญเสียนี้ใน
เกาะที่เกิดขึ้นระหว่างปี พ.ศ. 2543 ซึ่งเห็นได้ชัด
จากภาพประกอบดังนี้ ( รูปที่ 5 ) .
จากแคลิฟอร์เนีย ที่ดิน ยังคงถูกสร้างใหม่ในเขตป่าสงวนซึ่ง
, ส่วนใหญ่ของการสูญเสียการกัดเซาะ กระบวนการนี้
ได้เพิ่มที่ดินและพื้นที่ป่าชายเลน เมื่อ
แผ่นดินใหม่จะเกิดขึ้น เช่น ที่ดินมักจะตกเป็นเมืองขึ้นโดย
ลำดับสังคมพืช culminating ในสถานประกอบการ
ของป่าชายเลนตัวอย่างของแคลิฟอร์เนียที่สามารถเห็นได้ในรูปที่ 5 .
ระหว่างปี 1970 และปี 1990 , ป่าชายเลนที่ได้รับจาก
แคลิฟอร์เนีย ( โปรแกรม ฮา ) เกือบเท่ากับป่าชายเลนหายไปของ
( 3157 ฮา ) จาก 1990se2000s อย่างไรก็ตาม อัตราการกัดเซาะ
อ้างว่าเจ็ดเท่าป่าชายเลน ( 4151 ฮา ) แคลิฟอร์เนีย
สร้าง ( เลย ฮา ) การกัดเซาะจากริมฝั่ง
ช่องแม่น้ำสาขา และใน landewater ติดต่อกับ
อ่าวเบงกอล ประมาณครึ่งหนึ่งของป่าชายเลนป่าไม้ที่ดิน
หายไปอยู่ที่ขอบด้านใต้สุดของ Sundarbans ที่เกือบจะไม่มีการชดเชยแคลิฟอร์เนียเกิดขึ้น
.
ในอินเดียด้านของเขตป่าสงวน พื้นที่ที่น่าทึ่งที่สุดของ
เปลี่ยนอยู่ประมาณ 14 กิโลเมตรทางตะวันออกของ kisoripur . ใน
70 ภาพ1085 ไร่ ป่าชายเลน สลับกับเปิด
ท่วมพื้นที่ขยายประมาณ 4 kminland จาก matla /
bidya แม่น้ำ โดย 1990 , การแสดงให้เห็นว่า 13.27 %
ป่าชายเลนได้หายไป และเขตแดนระหว่างการพัฒนาและป่าชายเลนได้ลดลงประมาณ 1 กม.
ตะวันออก โดย 2000 ( ETM þ )
เพียงแหวนของชายฝั่งป่าชายเลนที่ยังคง หลักฐาน
ของการพัฒนาที่ชัดเจนกับการสร้างเขื่อน และพื้นที่คลองเป็นป่า
ถูกลบออก พื้นที่นี้อยู่ด้านนอกของ
จัดการป่าสงวนและความแตกต่างอย่างมากกับป่าชายเลน
พื้นที่ป่าไปทางทิศใต้และทิศตะวันออก ซึ่งยังคงไม่เปลี่ยนแปลงในช่วงระยะเวลาเดียวกัน โดยทั่วไปแล้ว
.
อีก สุทธิป่าชายเลนสูญเสียไปแล้วของ Sundarbans คือ
ประมาณ 1% ขณะที่หลายพื้นที่ของการสูญเสียเป็นเคาน์เตอร์สมดุลโดย
พื้นที่ได้รับ ส่วนใหญ่จะพบในพื้นที่ที่ได้รับ
ที่ดินใหม่ก่อตัวขึ้นผ่านการสะสมกลายเป็น vegetated . หนึ่งในข้อยกเว้น
เป็นพื้นที่ปลูกป่า ตั้งอยู่ในป่า jilla บล็อก
ภาคเหนือป่าเขตแดนของฝ่ายอินเดีย พื้นที่นี้
ประมาณ 400 ฮาอย่างสมบูรณ์ซึ่งในปี 1975 แต่
มาอีกครั้ง โดยดำเนินการโดยทั่วไปไม่ต่างอะไรจาก 1989 vegetated
รอบพื้นที่ป่าในการรับรู้จากระยะไกลภาพโดย 2000 .
ความถูกต้องโดยรวมของร้อยละ 86 และ 85% 79% เป็นสําเร็จ
2000 , 1990 , และ 1970 การจำแนกด้วยเตาแบบ
0.85 , 0.83 , และ 0.76 ตามลำดับ ส่วนเตาสัมประสิทธิ์สําหรับปี
2000 ตัวอย่าง พบว่า ระบบการจัดหมวดหมู่ของเราผลิต
แผนที่ที่ 85% พิกเซลมากขึ้นแบ่งอย่างถูกต้อง
กว่าจะถูกคาดหวังโดยการสุ่ม ซึ่งหมายความว่า
ประเภทนี้ เราถูก 85% ของเวลา ความสับสนเกิดขึ้นยาก
น้ำท่วมและน้ำในร่างกาย และ nonmangrove
เป็นหมันและชั้นเรียน ป่าชายเลนระดับค่อนข้างดี

จัด หลังคาปิดเลเยอร์ที่ได้จากการวัดการเปลี่ยนแปลงด้านพืชพรรณสำหรับ
สามรูปแบบของโมเสค showchanging สภาพป่าไม้ในเขตป่าสงวน
. รูปแบบของพืชในเรื่องสุขภาพบน
แตกต่างกันในต่างยุคหมวดหมู่ผลลัพธ์ ดังนั้น พื้นที่
อย่างน้อยสุขภาพในยุค 2000 แตกต่างจากพื้นที่อย่างน้อยสุขภาพ
ของภาพยนตร์ นอกจากนี้ รูปแบบของพืชที่ค่อนข้างแข็งแรงในยุค 2000 ที่สอดคล้องกับพื้นที่ของรายงานยอดตาย โดย
อธิบายข้างบน ขาดหลายภาพสำหรับแต่ละยุค
ฤดูกาลต่าง ๆ ของการสร้างภาพของยุคสมัยที่แตกต่าง และการเปลี่ยนแปลงในระดับของ
น้ำขึ้นน้ำลงท่วมในภาพต่าง ๆป้องกันการเปรียบเทียบแน่นอนค่า

ที่ได้จากแต่ละหลังคาปิดชั้น ในขณะที่ค่าแน่นอนสำหรับหลังคาปิด
ว่ารูปแบบถูกออกแบบมาเพื่อสร้างเป็นรูปแบบของ
ที่เชื่อถือได้การปิดหลังคาญาติยืนยันเป็นโดยทั่วไปที่ถูกต้อง ภาพยืนยัน
ของความถูกต้องของหลังคาปิดชั้นมาจาก
สองแหล่ง : 1985 ( 2526 ข้อมูล chaffey et al . แผนที่ความละเอียดสูงระยะไกลสินค้าคงคลังและ
รูปภาพจาก 2002
chaffey et al . ( 1985 ) แผนที่จาก 1983 การถ่ายภาพทางอากาศ ในขณะที่
รวบรวมประมาณ 6 ปีให้หลัง สนับสนุนความถูกต้องของ
ยุค 70 ยุคหลังคาปิดชั้น 1983 แผนที่แสดงประมาณ twothirds
ของพื้นที่นี้มีการปิดหลังคาสูงกว่า 70% และไม่มีน้อยหรือ
บริเวณนี้ต่ำกว่า 30 % หลังคาครอบคลุม พื้นที่เหล่านี้
สอดคล้องดี สูงและต่ำในพื้นที่ปิดหลังคากันสาด
1970 ยุคปิดชั้น การเปลี่ยนแปลงที่ใหญ่ที่สุดในรูปแบบของการปิดหลังคา
ระหว่าง TM และ ETM þยุคเมื่อขนาดใหญ่
ทางเดินของการปิดหลังคาปรากฏระหว่างบาลและ
แม่น้ำ sibsa . นี้สอดคล้องกับช่องป่าที่มีอัตราสูงของยอดตาย