鄭培儒, 尚 曉, 葉 春, 李春華, 鄭向勇, 戴婉晴, 魏偉偉

1.中國環(huán)境科學研究院， 湖泊水污染治理與生態(tài)修復技術(shù)國家工程實驗室， 國家環(huán)境保護湖泊污染控制重點實驗室， 環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室， 北京 100012 2.溫州大學生命與環(huán)境科學學院， 浙江 溫州 325035 3.中交上海航道勘察設計研究院有限公司, 上海 200120

湖濱帶是湖泊流域陸地生態(tài)系統(tǒng)與湖泊水域生態(tài)系統(tǒng)之間，以水文過程為紐帶、以濕地生物為特征的水陸生態(tài)交錯帶[1]，是湖泊生態(tài)系統(tǒng)重要的有機組成部分. 湖濱帶具有污染物截留與凈化、捕集和抑制藻類、改善生物棲息地、提高生物多樣性、穩(wěn)定護岸和調(diào)蓄洪水的功能，對維持湖泊生態(tài)系統(tǒng)的健康起著重要作用[2-4]. 近年來，湖濱帶的生態(tài)保護在國內(nèi)外都廣受重視[5-7]，我國研究人員在滇池[8]、巢湖[9]、太湖[10-12]等重點湖泊進行大量湖濱帶生態(tài)保護修復工作，湖濱帶生態(tài)修復項目也是生態(tài)環(huán)境部“十四五”水體流域規(guī)劃的重要組成部分.

在湖濱帶生態(tài)修復過程中，通常會以自然灘地型作為生態(tài)修復的目標和模板，因此對自然灘地型湖濱帶進行研究具有重要意義. 湖濱帶的空間結(jié)構(gòu)包括水向輻射帶、水位變幅帶、陸向輻射帶三部分[1](見圖1)，而陸向輻射帶寬度的界定方法目前尚缺乏科學依據(jù). 現(xiàn)階段，湖濱帶寬度通常采用定性描述或經(jīng)驗劃定[13-15]等方法，但這些方法無法準確地界定陸向輻射帶的寬度，導致湖濱帶寬度劃定仍然模糊，這成為目前困擾湖濱帶生態(tài)修復者和管理者的問題. 因此，對自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶的寬度進行科學界定并對分析影響其寬度的因素是十分有必要的.

圖1 自然灘地型湖濱帶空間結(jié)構(gòu)Fig.1 Spatial structure of lake-terrestrial ecotone with natural-wetland type

湖濱帶陸向輻射帶是從湖泊多年平均高水位線向陸域擴展的一定范圍的區(qū)域，其寬度受水陸交錯帶特征影響，具有復雜性和過渡性. 陸向輻射帶的典型特征是帶內(nèi)植被的變化，主要表現(xiàn)為由濕生植物向中生植物、旱生植物過渡. 濕生植物為陸向輻射帶的特征物種，其分布范圍可以用于反映陸向輻射帶的邊界[1]. 濕生植物根據(jù)其生活型可以分為喬木、灌木和草本植物，相較于可以從較深層土壤中獲取水分和營養(yǎng)鹽的喬木、灌木而言，草本植物對土壤水分的變化更為敏感[16]，能更好地反映陸向輻射帶的邊界. 因此，筆者提出陸向輻射帶的寬度可以認為是從水位變幅帶上緣延伸至陸向濕生草本植物消失的邊緣.

移動分割窗技術(shù)(Moving Split-Window Technology，MSWT)被廣泛應用于確定化學或物理土壤特征的邊界以及植被或動物群落的邊界[17-21]. MSWT可以消除因個別樣方取樣偏差而造成的誤差，相較于其他方法而言，該方法可以更加客觀地反映交錯帶的位置和寬度[22]，是目前應用較為廣泛、分析生態(tài)交錯帶邊界最有效的方法[23]. 我國研究人員廣泛應用MSWT對撂荒地-云南松林交錯帶[24-25]、四兒灘濕地-干草原交錯帶[26-27]、寧夏南海子濕地-干草原生態(tài)交錯帶[28]、維西縣退耕還林生態(tài)交錯帶[29]等生態(tài)交錯帶的邊界和寬度進行了準確界定. 因此，該研究選用MSWT用于判定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶中濕生-中生/旱生草本植物交錯帶的邊界，并以此邊界至湖泊多年平均高水位線的距離作為自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶的寬度.

鑒于自然灘地型湖濱帶的重要性及自然灘地湖濱帶陸向輻射帶寬度的研究不足，該研究選取太湖、長潭水庫、下渚湖自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶為研究對象，首先判斷MSWT用于界定自然灘地陸向輻射帶濕生-中生/旱生草本植物交錯帶邊界的可行性，選擇最適的距離系數(shù)及相關(guān)指標，再根據(jù)此方法，界定太湖、長潭水庫、下渚湖自然灘地陸向輻射帶的寬度，并對影響其寬度的因素進行分析，以期確定一種準確可行的定量界定自然灘地湖濱帶陸向輻射帶寬度的方法，并為湖濱帶生態(tài)保護和修復提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

該研究選取太湖、長潭水庫和下渚湖為研究對象. 太湖(30°55′40″N～31°32′58″N、119°52′32″E～120°36′10″E)湖泊面積為 3 160 km2，是長江中下游7個湖泊集中區(qū)之一. 湖面面積為 2 338 km2，容積為4.4×109m3，平均深度為1.9 m，最大深度為2.6 m，平均水深在2 m左右，是典型的淺水湖泊[30-31]. 太湖沿岸帶線設有環(huán)湖大堤279.79 km，占太湖湖濱帶總長度的73.6%. 根據(jù)中國環(huán)境科學研究院在2009—2011年對太湖湖濱帶的實地勘察及核實，太湖可能分布有自然灘地型湖濱帶的區(qū)域在東部沿岸、梅梁灣區(qū)域[32]. 因此該研究對太湖東部沿岸進行實地勘察，以湖泊多年平均高水位線為起點，向陸域方向延伸，共設置8條樣線，具體樣線起始點分布如圖2(a)所示.

長潭水庫(28°03′00″N～28°40′00″N、121°00′00″E～121°04′00″E)位于臺州市黃巖區(qū)西部永寧江上游境內(nèi)，長潭水庫流域?qū)俳方?、永寧江流? 水域面積35.5 km2，平均深度約為12 m，集水面積為514 km2. 年均氣溫為17 ℃，年均降雨量為 1 874.8 mm[33]. 對長潭水庫進行實地調(diào)查，對符合自然灘地湖濱帶條件的點位進行現(xiàn)場調(diào)查，以湖泊多年平均高水位線為起點，向陸域方向延伸，共設置8條樣線，具體樣線起始點分布如圖2(b)所示.

下渚湖(30°31′28.41″N～30°30′53.22″N、120°02′54.01″E～120°01′52.69″E)位于浙江省德清縣武康鎮(zhèn)東南部，面積約為36.50 km2，其中水域面積為3.40 km2，中心湖泊面積為1.26 km2，是浙江省濕地生態(tài)多樣性保存最為完整的天然湖泊之一[34]. 對下渚湖進行實地調(diào)查，對符合自然灘地湖濱帶條件的點位進行現(xiàn)場調(diào)查取樣，以湖泊多年平均高水位線為起點，向陸域方向延伸，共設置3條樣線，具體樣線起始點分布如圖2(c)所示.

1.2 取樣方法及指標測定

圖2 太湖、長潭水庫、下渚湖自然灘地型湖濱帶所設樣線起始點設置示意Fig.2 Schematic of setting the starting point of the sampling line of Taihu Lake, Changtan Reservoir and Xiazhu Lake

1.2.1取樣方法

選取太湖、長潭水庫和下渚湖符合自然灘地湖濱帶條件的點位進行現(xiàn)場調(diào)查. 以高水位線為起點設置樣線；以濕生草本植物作為調(diào)查對象，在設置的每條樣線上，每隔1 m設置一個1 m×1 m的草本樣方，并對樣方進行編號，直至樣方內(nèi)無濕生草本植物分布時，停止樣方布設. 樣方設置如圖3所示. 記錄樣方內(nèi)各物種名稱、種數(shù)、密度、蓋度和頻度，用于計算重要值、植物群落豐富度、植物群落多樣性指數(shù)等；現(xiàn)場測定陸向輻射帶的坡度，采用環(huán)刀法采集樣方內(nèi)的表層(0～15 cm)土壤用于測定土壤pH、含水率、孔隙率以及OM、TC、TN、TP的含量等理化指標.

圖3 自然灘地型湖濱帶路線輻射帶 樣線樣方設置示意Fig.3 Schematic diagram of the setting of the sampling squares of the radiant belt toward land of lake-terrestrial ecotone with natural-wetland type

1.2.2指標測定

將土壤樣品冷藏保存帶回實驗室，采用環(huán)刀法測定土壤容重；采用烘干法測定土壤含水量；土壤孔隙度(P)按式(1)計算；土樣自然陰干后分別過0.85和0.15 mm篩，采用電位法(水土比為2.5∶1)測定土壤pH；采用低溫外加熱重鉻酸鉀氧化-比色法測定土壤OM含量；采用元素分析儀測定土壤TC、TN含量；采用SMT(The Standards,Measurements and Testing Programme )法測定土壤TP含量.

P=(|1-γ|/ρ)×100%

(1)

式中：P為土壤空隙度，g/cm3；γ為土壤容重，g/cm3；ρ為土壤密度，采用“常用密度值”(2.65 g/cm3).

1.2.3植物群落多樣性指數(shù)

植物群落豐富度指數(shù)(R)計算公式：

R=(S-1)/lnN

(2)

Shannon-Wiener指數(shù)(SW)計算公式：

(3)

Pa=Na/N

(4)

式中，S為物種數(shù)，N為樣方內(nèi)植物重要值總和，Na為樣方中第a種植物的重要值，Pa為重要值比例.

1.3 研究方法

1.3.1移動分割窗技術(shù)(MSWT)

采用MSWT對自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度進行界定. MSWT的原理是將一個分割窗平分為A、B兩個半窗體，通過計算A和B之間的相異系數(shù)，然后按順序向下移動一個點，再計算相異系數(shù)，直至樣帶上每一個樣方都參與計算為止(見圖4). 因此，該研究通過MSWT，利用偶數(shù)個樣方組成的窗體沿樣線逐個樣方滑動，以距離系數(shù)為縱坐標、樣方編號為橫坐標繪圖. 在該研究中，MSWT繪圖產(chǎn)生的峰值表示為自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶濕生-中生/旱生草本植物交錯帶出現(xiàn)的位置，峰寬表示為該交錯帶的寬度，峰寬端點為該交錯帶與相鄰生態(tài)系統(tǒng)的邊界[27]. 自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶的寬度即為峰寬末點至樣線起點.

注： A、B分別代表移動分割窗的兩個半窗體. 圖4 MSWT的計算方法示意[35]Fig.4 Schematic diagram of MSWT calculation method35]

1.3.2距離系數(shù)及其指標選擇

在采用MSWT定量界定交錯帶邊界和寬度時，需要對距離系數(shù)及其指標進行選擇. 其中，距離系數(shù)多采用平方歐式距離(Squared Euclidean Distance，SED)、Bray-Curtis相似系數(shù)轉(zhuǎn)換的相異系數(shù)(Percent Dissimilarity，PD)進行確定. 由于生態(tài)交錯帶的寬度受諸多生物和非生物因子的影響，所以測定生態(tài)交錯帶寬度時通常也是基于這些影響因子[36]，如物種豐富度、重要值、β多樣性指數(shù)，土壤含水率、營養(yǎng)鹽，以及植物功能性狀等. 由于陸向輻射帶最具標志性的變化特征是帶內(nèi)植被的變化，因此該研究選擇自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶內(nèi)濕生草本植物物種豐富度(R0)和可以反映群落本質(zhì)特征的重要值(Important Value, IV)作為計算距離系數(shù)的指標，以Bray-Curtis系數(shù)轉(zhuǎn)換的相異系數(shù)(Percent Dissimilarity，PD)、平方歐式距離(Squared Euclidean Distance，SED)作為距離系數(shù)，分析比較最適宜的優(yōu)選指數(shù)和距離系數(shù).

平方歐式距離(SED)計算公式：

(5)

相異系數(shù)(PD)計算公式：

(6)

物種豐富度(R0)計算公式：

R0=S

(7)

重要值計算公式：

(8)

式中，IVa為樣方中物種a的重要值，Da為樣方中物種a的密度，∑D為樣方中所有植物種的密度之和，Ca為樣方中物種a的蓋度，∑C為樣方中所有植物的蓋度之和，F(xiàn)a為樣方中物種a的頻度，∑F為樣方中所有植物的頻度之和.

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

使用Excel 2010軟件對樣線內(nèi)指示物種的重要值進行分析；采用Origin 2018軟件進行圖表繪制；采用Canoco 5.0進行冗余分析(Redundancy Analysis, RDA)；采用SPSS 25軟件進行相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 最適指標及距離系數(shù)的選擇

以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)為例，分別以R0、IV為指標，同時分別采用6、8、10、12個樣方窗口寬度計算的平方歐氏距離在樣方系列上的分布如圖5所示. 由圖5可見，物種豐富度和重要值兩個指標均在樣方8附近出現(xiàn)1個峰值，由于邊緣效應，與相鄰生境相比，生態(tài)交錯帶的群落物種多樣性、群落豐富度指數(shù)較大[37]，因此該峰值的出現(xiàn)表明此位置的植物群落具有最大異質(zhì)性，植物群落的生態(tài)格局在此發(fā)生了突變，為生態(tài)交錯帶所在的位置[24-28]. 結(jié)合現(xiàn)場實地調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該明顯波峰顯示的區(qū)域是長潭水庫1號樣線濕生-中生/旱生植物的交錯帶. 與物種豐富度指標相比，重要值指標產(chǎn)生的峰值更明顯，說明重要值是界定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶邊界和寬度的優(yōu)良指標.

圖5 不同指標(R0、IV)以SED為距離系數(shù)產(chǎn)生的MSWT峰值分布 〔以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)為例〕Fig.5 Different indicators (R0, IV) taking SED as the distance coefficient MSWT peak distribution (taking Changtan Reservoir No.1 sampling line (starting point is CT1) as an example)

圖6是以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)為例，以IV為指標，分別采用6、8、10、12個樣方窗口寬度計算PD(IV). 與SED(IV)相同，PD(IV)曲線在樣方8附近出現(xiàn)一個峰值，說明PD(IV)與SED(IV)界定濕生-中生/旱生植物的交錯帶位置的結(jié)果基本一致. 但PD(IV)函數(shù)的取值范圍較小，而SED(IV)的取值范圍較大，具有更大的彈性，產(chǎn)生的峰值更加明顯，是應用最多的距離系數(shù)[38]. 因此，相比較而言，SED(IV)能更準確地反映交錯帶的邊界和寬度，更適用于該研究.

2.2 適宜窗口寬度的選擇

MSWT窗體寬度的選擇對交錯帶寬度判定結(jié)果的準確性有極其重要的影響. 窗口選擇過小會產(chǎn)生多波峰干擾[39]，窗口選擇過大則會削弱波峰[40]. 由于樣地尺度和研究區(qū)域的不同會導致適宜窗口寬度不同，因此必須根據(jù)研究區(qū)域的實際情況對適宜窗口寬度進行探究. 由圖4可知，以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)為例，當窗口寬度為6個樣方時，平方歐氏距離波峰受干擾較大，說明以6個樣方作為窗口寬度太小，不能準確判斷交錯帶；當窗口寬度為8～12個樣方時，平方歐式距離變化趨于一致，有明顯的波峰出現(xiàn). 這說明對于該點位，MSWT窗口寬度為8～12個取樣單位時，可以較好地反映交錯帶的位置，這與王志述[26]的窗口寬度選擇相類似，也可以說明MSWT應用于判斷長潭水庫自然灘地型湖濱緩沖帶陸向輻射帶寬度是可行的. 但窗口寬度為8個樣方時，存在2個半窗口之間過度不平穩(wěn)的現(xiàn)象；當窗口寬度為12個樣方時，平方歐氏距離變化不明顯，最大峰值明顯削弱. 因此，10個樣方窗口寬度為長潭水庫1號樣線的最適選擇.

圖6 以PD(IV)為距離系數(shù)的MSWT峰值分布 〔以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)為例〕Fig.6 MSWT peak distribution with PD(IV) as the distance coefficient (taking Changtan Reservoir No.1 sampling line (starting point is CT1) as an example)

圖7 長潭水庫2～8號樣線(起始點分別為CT2～CT8)適宜窗口下的SED(IV)峰值Fig.7 SED(IV) peak value under the suitable window of the sampling line No.2-8 (starting points are CT2-CT8) SED(IV) of Changtan Reservoir

2.3 陸向輻射帶寬度判定結(jié)果分析

根據(jù)2.2節(jié)以長潭水庫1號樣線(起始點為CT1)最適窗口的選擇方法為例，對長潭水庫其余7個樣線最適窗口寬度進行判定. 結(jié)果顯示，長潭水庫2、3、4、5、8號樣線(起始點分別為CT2、CT3、CT4、CT5、CT8)最適窗口寬度均為10個樣方，長潭水庫5號樣線最適窗口寬度為8個樣方，長潭水庫7號樣線最適窗口寬度為6個樣方. 各樣線在最適窗口寬度下的SED(IV)如圖7所示. 由圖7可知，各樣線在最適宜窗口寬度下，峰值較高，寬度相對較小，說明交錯帶過渡明顯.

同理，對于太湖，太湖1、4、6、8號樣線(起始點分別為TH1、TH4、TH6、TH8)最適窗口寬度為6個樣方，太湖2、3、5、7號樣線(起始點分別為TH2、TH3、TH5、TH7)樣線最適窗口寬度為8個樣方(見圖8). 對于下渚湖，下渚湖1、3號樣線(起始點分別為XZH1、XZH3樣線最適窗口寬度為8個樣方，下渚湖2號樣線(起始點XZH2)最適窗口寬度為10個樣方(見圖9). 由圖8和圖9可知，太湖、下渚湖所設各樣線在最適窗口寬度下，峰值較高，寬度相對較小，說明MSWT可以用于定量界定二者自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶范圍.

結(jié)合現(xiàn)場調(diào)查可知，長潭水庫以CT1樣線為例，該樣線共設置17個樣方，1～7號樣方植物群落以燈心草(JuncuseffususL.)、蘆葦(Phragmitesaustralis)等挺水植物為主，8～12號樣方以小蓬草(ErigeroncanadensisL.)、蓮子草(Alternantherasessilis)、狼粑草(BidenstripartitaL.)等濕生草本植物為主，13～17號樣方以橘草(Cymbopogongoeringii)、狗牙根(Cynodondactylon)等耐旱草本植物為主. 太湖以TH1樣線為例，該樣線共設置12個樣方，1～3號樣方植物群落以蘆葦為主，4～8號樣方以濕生草本植物美人蕉(CannaindicaL.)為主，9～12號樣方以狗尾草(Setariaviridis)耐旱草本植物為主. 下渚湖以XZH1樣線為例，該樣線共設置14個樣方，1～4號樣方以蘆葦、香蒲(Typhaorientalis)等挺水植物群落為主，5～9號樣方以酸模(RumexacetosaL.)、蓮子草、鴨拓草(CommelinacommunisL.)等濕生草本植物. 10～14號樣方以狗牙根植物群落為主. 這說明MSWT對自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶濕生-中生/旱生草本植物交錯帶的界定與野外調(diào)查濕生草本植物群落分布邊界相同，并且MSWT對不同群落植被帶的劃分具有較好的適用性，說明MSWT可以準確地判斷濕生植物生長的邊界[26]，因而將其用于界定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶的寬度是可行的.

圖8 太湖1～8號樣線(起始點分別為TH1～TH8)適宜窗口下的SED(IV)峰值Fig.8 SED(IV) peak value under suitable window of the sampling line No.1-8 (starting points are TH1-TH8) of Taihu Lake

圖9 下渚湖1～3號樣線(起始點分別為XZH1～XZH3)適宜窗口下的SED(IV)峰值Fig.9 SED(IV) peak values under suitable window the sampling line No.1-3 (starting points are XZH1-XZH3) of Xiazhu Lake

太湖、長潭水庫、下渚湖各樣線自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度如表1所示，三者自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度分別為19～31、15～19、17～21 m.

2.4 影響自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的因素分析

由于自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度為湖泊多年平均高水位線至濕生草本植物生長的邊界，因此，以可能影響濕生草本植物分布的地形特點、土壤理化性質(zhì)以及可以反映植物群落分布特征的群落豐富度指數(shù)和群落多樣性指數(shù)作為指標體系，選取坡度、土壤孔隙率、土壤含水率、pH、OM含量、TC含量、TP含量、TN含量、SW(植物群落多樣性指數(shù))、R(植物群落豐富度指數(shù))與太湖、長潭水庫、下渚湖各采樣點位自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度進行相關(guān)性分析，結(jié)果如表2所示.

由表2可知，影響自然灘地湖濱帶陸向輻射帶寬度的因素較多，為得到影響自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬的關(guān)鍵因素，對自然灘地湖濱帶陸向輻射帶寬度與自然灘地湖濱帶陸向輻射帶坡度、土壤理化性質(zhì)、植物群落多樣性指數(shù)和群落豐富度指數(shù)的關(guān)系進行冗余分析，結(jié)果如圖10所示.

結(jié)合RDA與相關(guān)性分析結(jié)果可知，R、SW與自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，與土壤含水率呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，與土壤TP含量呈顯著負相關(guān)(P<0.05)，與土壤其余養(yǎng)分指標無關(guān). 自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度與坡度呈顯著負相關(guān)(P<0.01)，與土壤含水率呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，與土壤孔隙率、pH及OM、TC、TN、TP含量均無明顯相關(guān)性. 坡度與土壤含水率、R、SW均呈顯著負相關(guān)(P<0.05).

表1 太湖、長潭水庫、下渚湖不同樣線自然灘 地型湖濱帶陸向輻射帶寬度Table 1 Widths of the nature beach type lake littoral facing land zones on different lines of Taihu Lake, Changtan Reservoir and Xiazhu Lake

R、SW均與自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶呈正相關(guān)(見表2)，是因為自然灘地陸向輻射帶寬度的界定及R、SW都是基于輻射帶內(nèi)濕生草本植物的重要值進行計算的. 該研究計算了R和SW，主要是為了體現(xiàn)自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶內(nèi)濕生草本植物的生長特性與地形因子、土壤理化環(huán)境之間的響應關(guān)系，進一步確定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的主要影響因素.

陸向輻射帶作為湖泊水生態(tài)系統(tǒng)與陸地生態(tài)系統(tǒng)之間的水陸交錯帶，是水陸生態(tài)系統(tǒng)之間進行能量、物質(zhì)和信息交換的重要生物過渡帶[41]，其范圍體現(xiàn)了湖泊對陸域環(huán)境的影響. 湖岸坡度是影響水陸之間水分、營養(yǎng)物質(zhì)和其他物質(zhì)交換的重要因素，較大的坡度對湖泊-陸地生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)交換起到阻礙作用，土壤含水率較低，導致植物多樣性及分布面積均較小. 由表2可知，坡度越大，土壤含水率越低，自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶越窄. 這是因為坡度通過影響土壤水分，驅(qū)動濕生草本植物的分布，從而對陸向輻射帶的寬度產(chǎn)生影響. 坡度較大，土壤水分的入滲率低，水分不易積累[42-43]，使得坡度與土壤含水率之間呈顯著負相關(guān)(見表2). 由于湖濱帶植被群落的分布范圍取決于優(yōu)勢種對主要環(huán)境脅迫因子的耐受程度[44]，而水環(huán)境因子是湖濱帶植物生態(tài)適應方式和途徑的重要因子[32]，制約著自然灘地湖濱帶陸向輻射帶濕生草本植物的生長和分布[45]，由相關(guān)性分析可知，土壤含水率與R、SW均呈顯著正相關(guān). 由此說明，坡度通過影響土壤含水率，從而影響自然灘地湖濱帶濕生草本植物的分布，這與任遠[46]對河岸帶坡度影響水陸交錯帶植被分布的研究結(jié)果相似. 自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶的寬度與土壤pH及OM、TC、TN、TP含量均無明顯相關(guān)性；R、SW僅與土壤TP含量呈顯著負相關(guān). 究其原因：一方面可能是由于3個湖泊均屬于東部平原湖區(qū)，地理位置接近，土壤養(yǎng)分含量相似所致；另一方面可能與植物本身對土壤養(yǎng)分的持留能力、需求量及湖濱帶物質(zhì)循環(huán)過程有關(guān)[47].

表2 自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶內(nèi)各指標相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis of indicators in the nature beach type lake littoral facing land zones

注： OM—OM含量；TC—TC含量；TP—TP含量；TN—TN含量；SW—Shannon-Wiener指數(shù)；R—植物群落豐富度指數(shù)；寬度—陸向輻射帶寬度.圖10 陸向輻射帶寬度與各因素間的RDA排序結(jié)果Fig.10 RDA ranking chart between width and various factors

綜上，通過對比得出SED(IV)的取值范圍較大，具有更大的彈性，產(chǎn)生的峰值更加明顯，是最適用于計算自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的計算指標與距離系數(shù)的組合. 對坡度、土壤孔隙率、含水率、pH、OM含量、TC含量、TP含量、TN含量與自然灘地陸向輻射帶寬度、群落豐富度指數(shù)、Shannon-Wiener指數(shù)進行相關(guān)性分析得出，土壤含水率是影響自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的主要因素，陸向輻射帶坡度通過影響土壤含水率，驅(qū)動濕生草本植物分布，是影響自然灘地型陸向輻射帶寬度的次要因素.

3 結(jié)論

a) 在采用MSWT定量確定交錯帶邊界和寬度時，首先對距離系數(shù)及其相關(guān)指標進行選擇. 該研究分別選取物種豐富度和重要值作為指標，以Bray-Curtis系數(shù)轉(zhuǎn)換的相異系數(shù)、平方歐式距離作為距離系數(shù)，分別計算并比較SED(R0)、SED(IV)和PD(IV). 分析得出，SED(IV)的取值范圍較大，具有更大的彈性，產(chǎn)生的峰值更加明顯. 因此，重要值和平方歐式距離是該研究的優(yōu)選指標和距離系數(shù).

b) 對太湖、長潭水庫和下渚湖符合自然灘地型湖濱帶的點位設置樣線，采用MSWT對所設樣線的陸向輻射帶寬度進行確定. 結(jié)果顯示，窗口寬度為6～10個樣方時SED(IV)出現(xiàn)明顯的峰值. 太湖、長潭水庫和下渚湖自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度寬度分別為19～31、15～19、17～21 m，該界定結(jié)果與野外實地調(diào)查濕生草本植物生長邊界相吻合. MSWT對自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的確定具有較好的適用性，是一種可行的用于界定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的方法.

c) 對陸向輻射帶寬度與陸向輻射帶地形、土壤理化性質(zhì)、植物群落多樣性進行相關(guān)性分析及冗余分析，結(jié)果顯示，自然灘地湖濱帶陸向輻射帶寬度與坡度呈顯著負相關(guān)，與土壤含水率、濕生草本群落豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)均呈顯著正相關(guān)，與土壤孔隙率、pH及OM、TC、TP、TN含量均無明顯相關(guān)性. 土壤含水率是影響自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度的主要因素，陸向輻射帶坡度通過影響土壤含水率，驅(qū)動濕生草本植物分布，是影響自然灘地型陸向輻射帶寬度的次要因素. 界定自然灘地型湖濱帶陸向輻射帶寬度并確定其影響因素對確定湖濱帶的管理界線及湖濱帶生態(tài)工程建設提供了理論基礎，并且對“十四五”水體流域規(guī)劃中生態(tài)恢復及管理具有重要意義.