自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度界定研究

郑培儒, 尚 晓, 叶 春, 李春华, 郑向勇, 戴婉晴, 魏伟伟

1.中国环境科学研究院， 湖泊水污染治理与生态修复技术国家工程实验室， 国家环境保护湖泊污染控制重点实验室， 环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京 100012 2.温州大学生命与环境科学学院， 浙江 温州 325035 3.中交上海航道勘察设计研究院有限公司, 上海 200120

湖滨带是湖泊流域陆地生态系统与湖泊水域生态系统之间，以水文过程为纽带、以湿地生物为特征的水陆生态交错带[1]，是湖泊生态系统重要的有机组成部分. 湖滨带具有污染物截留与净化、捕集和抑制藻类、改善生物栖息地、提高生物多样性、稳定护岸和调蓄洪水的功能，对维持湖泊生态系统的健康起着重要作用[2-4]. 近年来，湖滨带的生态保护在国内外都广受重视[5-7]，我国研究人员在滇池[8]、巢湖[9]、太湖[10-12]等重点湖泊进行大量湖滨带生态保护修复工作，湖滨带生态修复项目也是生态环境部“十四五”水体流域规划的重要组成部分.

在湖滨带生态修复过程中，通常会以自然滩地型作为生态修复的目标和模板，因此对自然滩地型湖滨带进行研究具有重要意义. 湖滨带的空间结构包括水向辐射带、水位变幅带、陆向辐射带三部分[1](见图1)，而陆向辐射带宽度的界定方法目前尚缺乏科学依据. 现阶段，湖滨带宽度通常采用定性描述或经验划定[13-15]等方法，但这些方法无法准确地界定陆向辐射带的宽度，导致湖滨带宽度划定仍然模糊，这成为目前困扰湖滨带生态修复者和管理者的问题. 因此，对自然滩地型湖滨带陆向辐射带的宽度进行科学界定并对分析影响其宽度的因素是十分有必要的.

图1 自然滩地型湖滨带空间结构Fig.1 Spatial structure of lake-terrestrial ecotone with natural-wetland type

湖滨带陆向辐射带是从湖泊多年平均高水位线向陆域扩展的一定范围的区域，其宽度受水陆交错带特征影响，具有复杂性和过渡性. 陆向辐射带的典型特征是带内植被的变化，主要表现为由湿生植物向中生植物、旱生植物过渡. 湿生植物为陆向辐射带的特征物种，其分布范围可以用于反映陆向辐射带的边界[1]. 湿生植物根据其生活型可以分为乔木、灌木和草本植物，相较于可以从较深层土壤中获取水分和营养盐的乔木、灌木而言，草本植物对土壤水分的变化更为敏感[16]，能更好地反映陆向辐射带的边界. 因此，笔者提出陆向辐射带的宽度可以认为是从水位变幅带上缘延伸至陆向湿生草本植物消失的边缘.

移动分割窗技术(Moving Split-Window Technology，MSWT)被广泛应用于确定化学或物理土壤特征的边界以及植被或动物群落的边界[17-21]. MSWT可以消除因个别样方取样偏差而造成的误差，相较于其他方法而言，该方法可以更加客观地反映交错带的位置和宽度[22]，是目前应用较为广泛、分析生态交错带边界最有效的方法[23]. 我国研究人员广泛应用MSWT对撂荒地-云南松林交错带[24-25]、四儿滩湿地-干草原交错带[26-27]、宁夏南海子湿地-干草原生态交错带[28]、维西县退耕还林生态交错带[29]等生态交错带的边界和宽度进行了准确界定. 因此，该研究选用MSWT用于判定自然滩地型湖滨带陆向辐射带中湿生-中生/旱生草本植物交错带的边界，并以此边界至湖泊多年平均高水位线的距离作为自然滩地型湖滨带陆向辐射带的宽度.

鉴于自然滩地型湖滨带的重要性及自然滩地湖滨带陆向辐射带宽度的研究不足，该研究选取太湖、长潭水库、下渚湖自然滩地型湖滨带陆向辐射带为研究对象，首先判断MSWT用于界定自然滩地陆向辐射带湿生-中生/旱生草本植物交错带边界的可行性，选择最适的距离系数及相关指标，再根据此方法，界定太湖、长潭水库、下渚湖自然滩地陆向辐射带的宽度，并对影响其宽度的因素进行分析，以期确定一种准确可行的定量界定自然滩地湖滨带陆向辐射带宽度的方法，并为湖滨带生态保护和修复提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

该研究选取太湖、长潭水库和下渚湖为研究对象. 太湖(30°55′40″N～31°32′58″N、119°52′32″E～120°36′10″E)湖泊面积为 3 160 km2，是长江中下游7个湖泊集中区之一. 湖面面积为 2 338 km2，容积为4.4×109m3，平均深度为1.9 m，最大深度为2.6 m，平均水深在2 m左右，是典型的浅水湖泊[30-31]. 太湖沿岸带线设有环湖大堤279.79 km，占太湖湖滨带总长度的73.6%. 根据中国环境科学研究院在2009—2011年对太湖湖滨带的实地勘察及核实，太湖可能分布有自然滩地型湖滨带的区域在东部沿岸、梅梁湾区域[32]. 因此该研究对太湖东部沿岸进行实地勘察，以湖泊多年平均高水位线为起点，向陆域方向延伸，共设置8条样线，具体样线起始点分布如图2(a)所示.

长潭水库(28°03′00″N～28°40′00″N、121°00′00″E～121°04′00″E)位于台州市黄岩区西部永宁江上游境内，长潭水库流域属椒江水系、永宁江流域. 水域面积35.5 km2，平均深度约为12 m，集水面积为514 km2. 年均气温为17 ℃，年均降雨量为 1 874.8 mm[33]. 对长潭水库进行实地调查，对符合自然滩地湖滨带条件的点位进行现场调查，以湖泊多年平均高水位线为起点，向陆域方向延伸，共设置8条样线，具体样线起始点分布如图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)位于浙江省德清县武康镇东南部，面积约为36.50 km2，其中水域面积为3.40 km2，中心湖泊面积为1.26 km2，是浙江省湿地生态多样性保存最为完整的天然湖泊之一[34]. 对下渚湖进行实地调查，对符合自然滩地湖滨带条件的点位进行现场调查取样，以湖泊多年平均高水位线为起点，向陆域方向延伸，共设置3条样线，具体样线起始点分布如图2(c)所示.

1.2 取样方法及指标测定

图2 太湖、长潭水库、下渚湖自然滩地型湖滨带所设样线起始点设置示意Fig.2 Schematic of setting the starting point of the sampling line of Taihu Lake, Changtan Reservoir and Xiazhu Lake

1.2.1取样方法

选取太湖、长潭水库和下渚湖符合自然滩地湖滨带条件的点位进行现场调查. 以高水位线为起点设置样线；以湿生草本植物作为调查对象，在设置的每条样线上，每隔1 m设置一个1 m×1 m的草本样方，并对样方进行编号，直至样方内无湿生草本植物分布时，停止样方布设. 样方设置如图3所示. 记录样方内各物种名称、种数、密度、盖度和频度，用于计算重要值、植物群落丰富度、植物群落多样性指数等；现场测定陆向辐射带的坡度，采用环刀法采集样方内的表层(0～15 cm)土壤用于测定土壤pH、含水率、孔隙率以及OM、TC、TN、TP的含量等理化指标.

图3 自然滩地型湖滨带路线辐射带 样线样方设置示意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指标测定

将土壤样品冷藏保存带回实验室，采用环刀法测定土壤容重；采用烘干法测定土壤含水量；土壤孔隙度(P)按式(1)计算；土样自然阴干后分别过0.85和0.15 mm筛，采用电位法(水土比为2.5∶1)测定土壤pH；采用低温外加热重铬酸钾氧化-比色法测定土壤OM含量；采用元素分析仪测定土壤TC、TN含量；采用SMT(The Standards,Measurements and Testing Programme )法测定土壤TP含量.

P=(|1-γ|/ρ)×100%

(1)

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

1.2.3植物群落多样性指数

植物群落丰富度指数(R)计算公式：

R=(S-1)/lnN

(2)

Shannon-Wiener指数(SW)计算公式：

(3)

Pa=Na/N

(4)

式中，S为物种数，N为样方内植物重要值总和，Na为样方中第a种植物的重要值，Pa为重要值比例.

1.3 研究方法

1.3.1移动分割窗技术(MSWT)

采用MSWT对自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度进行界定. MSWT的原理是将一个分割窗平分为A、B两个半窗体，通过计算A和B之间的相异系数，然后按顺序向下移动一个点，再计算相异系数，直至样带上每一个样方都参与计算为止(见图4). 因此，该研究通过MSWT，利用偶数个样方组成的窗体沿样线逐个样方滑动，以距离系数为纵坐标、样方编号为横坐标绘图. 在该研究中，MSWT绘图产生的峰值表示为自然滩地型湖滨带陆向辐射带湿生-中生/旱生草本植物交错带出现的位置，峰宽表示为该交错带的宽度，峰宽端点为该交错带与相邻生态系统的边界[27]. 自然滩地型湖滨带陆向辐射带的宽度即为峰宽末点至样线起点.

注： A、B分别代表移动分割窗的两个半窗体. 图4 MSWT的计算方法示意[35]Fig.4 Schematic diagram of MSWT calculation method35]

1.3.2距离系数及其指标选择

在采用MSWT定量界定交错带边界和宽度时，需要对距离系数及其指标进行选择. 其中，距离系数多采用平方欧式距离(Squared Euclidean Distance，SED)、Bray-Curtis相似系数转换的相异系数(Percent Dissimilarity，PD)进行确定. 由于生态交错带的宽度受诸多生物和非生物因子的影响，所以测定生态交错带宽度时通常也是基于这些影响因子[36]，如物种丰富度、重要值、β多样性指数，土壤含水率、营养盐，以及植物功能性状等. 由于陆向辐射带最具标志性的变化特征是带内植被的变化，因此该研究选择自然滩地型湖滨带陆向辐射带内湿生草本植物物种丰富度(R0)和可以反映群落本质特征的重要值(Important Value, IV)作为计算距离系数的指标，以Bray-Curtis系数转换的相异系数(Percent Dissimilarity，PD)、平方欧式距离(Squared Euclidean Distance，SED)作为距离系数，分析比较最适宜的优选指数和距离系数.

平方欧式距离(SED)计算公式：

(5)

相异系数(PD)计算公式：

(6)

物种丰富度(R0)计算公式：

R0=S

(7)

重要值计算公式：

(8)

式中，IVa为样方中物种a的重要值，Da为样方中物种a的密度，∑D为样方中所有植物种的密度之和，Ca为样方中物种a的盖度，∑C为样方中所有植物的盖度之和，Fa为样方中物种a的频度，∑F为样方中所有植物的频度之和.

1.4 数据处理方法

使用Excel 2010软件对样线内指示物种的重要值进行分析；采用Origin 2018软件进行图表绘制；采用Canoco 5.0进行冗余分析(Redundancy Analysis, RDA)；采用SPSS 25软件进行相关性分析.

2 结果与讨论

2.1 最适指标及距离系数的选择

以长潭水库1号样线(起始点为CT1)为例，分别以R0、IV为指标，同时分别采用6、8、10、12个样方窗口宽度计算的平方欧氏距离在样方系列上的分布如图5所示. 由图5可见，物种丰富度和重要值两个指标均在样方8附近出现1个峰值，由于边缘效应，与相邻生境相比，生态交错带的群落物种多样性、群落丰富度指数较大[37]，因此该峰值的出现表明此位置的植物群落具有最大异质性，植物群落的生态格局在此发生了突变，为生态交错带所在的位置[24-28]. 结合现场实地调查发现，该明显波峰显示的区域是长潭水库1号样线湿生-中生/旱生植物的交错带. 与物种丰富度指标相比，重要值指标产生的峰值更明显，说明重要值是界定自然滩地型湖滨带陆向辐射带边界和宽度的优良指标.

图5 不同指标(R0、IV)以SED为距离系数产生的MSWT峰值分布 〔以长潭水库1号样线(起始点为CT1)为例〕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)

图6是以长潭水库1号样线(起始点为CT1)为例，以IV为指标，分别采用6、8、10、12个样方窗口宽度计算PD(IV). 与SED(IV)相同，PD(IV)曲线在样方8附近出现一个峰值，说明PD(IV)与SED(IV)界定湿生-中生/旱生植物的交错带位置的结果基本一致. 但PD(IV)函数的取值范围较小，而SED(IV)的取值范围较大，具有更大的弹性，产生的峰值更加明显，是应用最多的距离系数[38]. 因此，相比较而言，SED(IV)能更准确地反映交错带的边界和宽度，更适用于该研究.

2.2 适宜窗口宽度的选择

MSWT窗体宽度的选择对交错带宽度判定结果的准确性有极其重要的影响. 窗口选择过小会产生多波峰干扰[39]，窗口选择过大则会削弱波峰[40]. 由于样地尺度和研究区域的不同会导致适宜窗口宽度不同，因此必须根据研究区域的实际情况对适宜窗口宽度进行探究. 由图4可知，以长潭水库1号样线(起始点为CT1)为例，当窗口宽度为6个样方时，平方欧氏距离波峰受干扰较大，说明以6个样方作为窗口宽度太小，不能准确判断交错带；当窗口宽度为8～12个样方时，平方欧式距离变化趋于一致，有明显的波峰出现. 这说明对于该点位，MSWT窗口宽度为8～12个取样单位时，可以较好地反映交错带的位置，这与王志述[26]的窗口宽度选择相类似，也可以说明MSWT应用于判断长潭水库自然滩地型湖滨缓冲带陆向辐射带宽度是可行的. 但窗口宽度为8个样方时，存在2个半窗口之间过度不平稳的现象；当窗口宽度为12个样方时，平方欧氏距离变化不明显，最大峰值明显削弱. 因此，10个样方窗口宽度为长潭水库1号样线的最适选择.

图6 以PD(IV)为距离系数的MSWT峰值分布 〔以长潭水库1号样线(起始点为CT1)为例〕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)

图7 长潭水库2～8号样线(起始点分别为CT2～CT8)适宜窗口下的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 陆向辐射带宽度判定结果分析

根据2.2节以长潭水库1号样线(起始点为CT1)最适窗口的选择方法为例，对长潭水库其余7个样线最适窗口宽度进行判定. 结果显示，长潭水库2、3、4、5、8号样线(起始点分别为CT2、CT3、CT4、CT5、CT8)最适窗口宽度均为10个样方，长潭水库5号样线最适窗口宽度为8个样方，长潭水库7号样线最适窗口宽度为6个样方. 各样线在最适窗口宽度下的SED(IV)如图7所示. 由图7可知，各样线在最适宜窗口宽度下，峰值较高，宽度相对较小，说明交错带过渡明显.

同理，对于太湖，太湖1、4、6、8号样线(起始点分别为TH1、TH4、TH6、TH8)最适窗口宽度为6个样方，太湖2、3、5、7号样线(起始点分别为TH2、TH3、TH5、TH7)样线最适窗口宽度为8个样方(见图8). 对于下渚湖，下渚湖1、3号样线(起始点分别为XZH1、XZH3样线最适窗口宽度为8个样方，下渚湖2号样线(起始点XZH2)最适窗口宽度为10个样方(见图9). 由图8和图9可知，太湖、下渚湖所设各样线在最适窗口宽度下，峰值较高，宽度相对较小，说明MSWT可以用于定量界定二者自然滩地型湖滨带陆向辐射带范围.

结合现场调查可知，长潭水库以CT1样线为例，该样线共设置17个样方，1～7号样方植物群落以灯心草(JuncuseffususL.)、芦苇(Phragmitesaustralis)等挺水植物为主，8～12号样方以小蓬草(ErigeroncanadensisL.)、莲子草(Alternantherasessilis)、狼粑草(BidenstripartitaL.)等湿生草本植物为主，13～17号样方以橘草(Cymbopogongoeringii)、狗牙根(Cynodondactylon)等耐旱草本植物为主. 太湖以TH1样线为例，该样线共设置12个样方，1～3号样方植物群落以芦苇为主，4～8号样方以湿生草本植物美人蕉(CannaindicaL.)为主，9～12号样方以狗尾草(Setariaviridis)耐旱草本植物为主. 下渚湖以XZH1样线为例，该样线共设置14个样方，1～4号样方以芦苇、香蒲(Typhaorientalis)等挺水植物群落为主，5～9号样方以酸模(RumexacetosaL.)、莲子草、鸭拓草(CommelinacommunisL.)等湿生草本植物. 10～14号样方以狗牙根植物群落为主. 这说明MSWT对自然滩地型湖滨带陆向辐射带湿生-中生/旱生草本植物交错带的界定与野外调查湿生草本植物群落分布边界相同，并且MSWT对不同群落植被带的划分具有较好的适用性，说明MSWT可以准确地判断湿生植物生长的边界[26]，因而将其用于界定自然滩地型湖滨带陆向辐射带的宽度是可行的.

图8 太湖1～8号样线(起始点分别为TH1～TH8)适宜窗口下的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

图9 下渚湖1～3号样线(起始点分别为XZH1～XZH3)适宜窗口下的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、长潭水库、下渚湖各样线自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度如表1所示，三者自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度分别为19～31、15～19、17～21 m.

2.4 影响自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的因素分析

由于自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度为湖泊多年平均高水位线至湿生草本植物生长的边界，因此，以可能影响湿生草本植物分布的地形特点、土壤理化性质以及可以反映植物群落分布特征的群落丰富度指数和群落多样性指数作为指标体系，选取坡度、土壤孔隙率、土壤含水率、pH、OM含量、TC含量、TP含量、TN含量、SW(植物群落多样性指数)、R(植物群落丰富度指数)与太湖、长潭水库、下渚湖各采样点位自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度进行相关性分析，结果如表2所示.

由表2可知，影响自然滩地湖滨带陆向辐射带宽度的因素较多，为得到影响自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽的关键因素，对自然滩地湖滨带陆向辐射带宽度与自然滩地湖滨带陆向辐射带坡度、土壤理化性质、植物群落多样性指数和群落丰富度指数的关系进行冗余分析，结果如图10所示.

结合RDA与相关性分析结果可知，R、SW与自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度呈显著正相关(P<0.01)，与土壤含水率呈显著正相关(P<0.05)，与土壤TP含量呈显著负相关(P<0.05)，与土壤其余养分指标无关. 自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度与坡度呈显著负相关(P<0.01)，与土壤含水率呈显著正相关(P<0.05)，与土壤孔隙率、pH及OM、TC、TN、TP含量均无明显相关性. 坡度与土壤含水率、R、SW均呈显著负相关(P<0.05).

表1 太湖、长潭水库、下渚湖不同样线自然滩 地型湖滨带陆向辐射带宽度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均与自然滩地型湖滨带陆向辐射带呈正相关(见表2)，是因为自然滩地陆向辐射带宽度的界定及R、SW都是基于辐射带内湿生草本植物的重要值进行计算的. 该研究计算了R和SW，主要是为了体现自然滩地型湖滨带陆向辐射带内湿生草本植物的生长特性与地形因子、土壤理化环境之间的响应关系，进一步确定自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的主要影响因素.

陆向辐射带作为湖泊水生态系统与陆地生态系统之间的水陆交错带，是水陆生态系统之间进行能量、物质和信息交换的重要生物过渡带[41]，其范围体现了湖泊对陆域环境的影响. 湖岸坡度是影响水陆之间水分、营养物质和其他物质交换的重要因素，较大的坡度对湖泊-陆地生态系统物质交换起到阻碍作用，土壤含水率较低，导致植物多样性及分布面积均较小. 由表2可知，坡度越大，土壤含水率越低，自然滩地型湖滨带陆向辐射带越窄. 这是因为坡度通过影响土壤水分，驱动湿生草本植物的分布，从而对陆向辐射带的宽度产生影响. 坡度较大，土壤水分的入渗率低，水分不易积累[42-43]，使得坡度与土壤含水率之间呈显著负相关(见表2). 由于湖滨带植被群落的分布范围取决于优势种对主要环境胁迫因子的耐受程度[44]，而水环境因子是湖滨带植物生态适应方式和途径的重要因子[32]，制约着自然滩地湖滨带陆向辐射带湿生草本植物的生长和分布[45]，由相关性分析可知，土壤含水率与R、SW均呈显著正相关. 由此说明，坡度通过影响土壤含水率，从而影响自然滩地湖滨带湿生草本植物的分布，这与任远[46]对河岸带坡度影响水陆交错带植被分布的研究结果相似. 自然滩地型湖滨带陆向辐射带的宽度与土壤pH及OM、TC、TN、TP含量均无明显相关性；R、SW仅与土壤TP含量呈显著负相关. 究其原因：一方面可能是由于3个湖泊均属于东部平原湖区，地理位置接近，土壤养分含量相似所致；另一方面可能与植物本身对土壤养分的持留能力、需求量及湖滨带物质循环过程有关[47].

表2 自然滩地型湖滨带陆向辐射带内各指标相关性分析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指数；R—植物群落丰富度指数；宽度—陆向辐射带宽度.图10 陆向辐射带宽度与各因素间的RDA排序结果Fig.10 RDA ranking chart between width and various factors

综上，通过对比得出SED(IV)的取值范围较大，具有更大的弹性，产生的峰值更加明显，是最适用于计算自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的计算指标与距离系数的组合. 对坡度、土壤孔隙率、含水率、pH、OM含量、TC含量、TP含量、TN含量与自然滩地陆向辐射带宽度、群落丰富度指数、Shannon-Wiener指数进行相关性分析得出，土壤含水率是影响自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的主要因素，陆向辐射带坡度通过影响土壤含水率，驱动湿生草本植物分布，是影响自然滩地型陆向辐射带宽度的次要因素.

3 结论

a) 在采用MSWT定量确定交错带边界和宽度时，首先对距离系数及其相关指标进行选择. 该研究分别选取物种丰富度和重要值作为指标，以Bray-Curtis系数转换的相异系数、平方欧式距离作为距离系数，分别计算并比较SED(R0)、SED(IV)和PD(IV). 分析得出，SED(IV)的取值范围较大，具有更大的弹性，产生的峰值更加明显. 因此，重要值和平方欧式距离是该研究的优选指标和距离系数.

b) 对太湖、长潭水库和下渚湖符合自然滩地型湖滨带的点位设置样线，采用MSWT对所设样线的陆向辐射带宽度进行确定. 结果显示，窗口宽度为6～10个样方时SED(IV)出现明显的峰值. 太湖、长潭水库和下渚湖自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度宽度分别为19～31、15～19、17～21 m，该界定结果与野外实地调查湿生草本植物生长边界相吻合. MSWT对自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的确定具有较好的适用性，是一种可行的用于界定自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的方法.

c) 对陆向辐射带宽度与陆向辐射带地形、土壤理化性质、植物群落多样性进行相关性分析及冗余分析，结果显示，自然滩地湖滨带陆向辐射带宽度与坡度呈显著负相关，与土壤含水率、湿生草本群落丰富度指数、多样性指数均呈显著正相关，与土壤孔隙率、pH及OM、TC、TP、TN含量均无明显相关性. 土壤含水率是影响自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度的主要因素，陆向辐射带坡度通过影响土壤含水率，驱动湿生草本植物分布，是影响自然滩地型陆向辐射带宽度的次要因素. 界定自然滩地型湖滨带陆向辐射带宽度并确定其影响因素对确定湖滨带的管理界线及湖滨带生态工程建设提供了理论基础，并且对“十四五”水体流域规划中生态恢复及管理具有重要意义.