鄱陽湖湖岸帶景觀變化

謝冬明, 金國花

1 江西科技師范大學(xué)，南昌 330046 2 江西省氣象信息中心，南昌 330046

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鄱陽湖湖岸帶景觀變化

謝冬明1,*, 金國花2

1 江西科技師范大學(xué)，南昌 330046 2 江西省氣象信息中心，南昌 330046

湖岸帶是水陸生態(tài)系統(tǒng)過渡帶，是人類活動最集中的區(qū)域之一，也是生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱的區(qū)域。湖岸帶具有重要的生態(tài)功能，湖岸帶研究對于湖泊濕地生態(tài)系統(tǒng)保護具有重要意義。利用1995年，2000年，2005年和2010年4個時期的同水位條件下鄱陽湖濕地湖岸帶遙感影像，對鄱陽湖湖岸帶的景觀進行了研究，結(jié)果表明，鄱陽湖湖岸帶各種景觀類型的面積變化顯著，2010時期的水體面積較1995年、2000年和2005年時期減少近100km2，綠地面積2010年較1995年減少近500km2，建設(shè)用地和裸地面積2010年較1995年增加700km2以上。景觀指數(shù)變化明顯，景觀斑塊數(shù)量逐年上升，最大斑塊面積逐年減小，周長面積分形指數(shù)逐年加大，辛普森和香濃景觀多樣性指數(shù)逐年增大，表明湖岸帶景觀破碎化程度逐年加強。通過遙感影像解譯結(jié)果綜合分析，鄱陽湖湖岸帶建設(shè)用地和裸地增加主要表現(xiàn)在沙化土地面積、交通建設(shè)用地面積和居民建筑建設(shè)用地的增加有關(guān)。

湖岸帶；景觀；人類活動；干擾；鄱陽湖

湖岸帶是湖泊水體與陸地的交錯地帶，歷來是人類活動最集中的場所，也是地球上最脆弱的濕地生態(tài)系統(tǒng)之一[1-2]。湖岸帶以其特有的地形地貌及水力條件，成為湖泊中大型水生生物生長的基底、鳥類和魚類的繁殖場所及棲息地，是湖泊的最后一道保護屏障，可有效凈化入湖水中攜帶的部分有機污染物、營養(yǎng)鹽及病原體，在湖泊保護中的重要地位已越來越被環(huán)境工作者所認識、被湖周居民所認同[3-4]。然而，隨著社會經(jīng)濟發(fā)展和人類干擾活動的增強，湖岸帶常常被破壞，湖岸帶生態(tài)系統(tǒng)嚴重退化已成為世界范圍內(nèi)的普遍現(xiàn)象[5]。在過去的200年里，北美和歐洲超過80%的水岸廊道區(qū)已經(jīng)消失[6]。湖岸帶退化的實質(zhì)是交錯帶結(jié)構(gòu)、生態(tài)過程受到干擾、破壞和生態(tài)功能下降，而外在表現(xiàn)則是生物多樣性下降以及自然景觀的退化[7-8]。從湖岸帶退化的機理而言，主要有物理、生物和化學(xué)等三方面，包括自然變化和人類作用的影響。它們的具體表現(xiàn)形式如下：圍墾湖岸濕地或灘地用于農(nóng)業(yè)、旅游、交通、村鎮(zhèn)用地；筑堤、建壩(如水利電站)改變了湖岸濕地的水文過程和淺灘環(huán)境；過度開發(fā)湖岸帶內(nèi)的生物資源；廢棄物堆積和污染物排放造成的水質(zhì)和土壤污染等[9-10]。由此可見，湖岸帶退化的主要原因是人類干擾活動引起的逆向演替。退化湖岸帶往往造成植被破壞，生物多樣性下降[11]，湖岸遭受侵蝕，水質(zhì)惡化，景觀美學(xué)價值降低，洪澇災(zāi)害頻繁，使其完全喪失了固有的阻截、消納污染物的環(huán)境及生態(tài)功能[12]，許多湖岸帶生態(tài)系統(tǒng)遭到極大破壞，造成大量湖岸帶濕地資源喪失或退化，嚴重影響了湖泊流域生態(tài)、經(jīng)濟和社會的可持續(xù)發(fā)展，影響人民的身體健康和生命財產(chǎn)安全[13]。近半個世紀以來，為了防洪和開發(fā)利用湖岸的需要，我國許多湖泊周圍均修建了大量石砌水泥堤防，如太湖[14]、滇池[15]、巢湖[16]等。這種單一的水泥堤防工程，破壞了湖岸帶的小氣候，改變了湖岸帶的土地覆蓋方式，湖岸帶生境退化，生物多樣性減少，生態(tài)系統(tǒng)功能喪失[17-18]。因此，湖岸帶保護顯得迫切需要。湖岸帶景觀研究是揭示湖岸帶生態(tài)系統(tǒng)演替規(guī)律及人類活動干擾強度有利途徑之一，也是保護和恢復(fù)湖岸帶生態(tài)系統(tǒng)的科學(xué)基礎(chǔ)。

圖1 鄱陽湖濕地位置Fig.1 The location of Poyang Lake

鄱陽湖是我國最大的淡水湖泊，正常水位時，湖泊水域面積達3000多km2，有著1200km的湖岸線，岸線資源豐富[19]。近幾十年來，由于防洪和社會經(jīng)濟發(fā)展的需要，鄱陽湖區(qū)內(nèi)建造的水泥砂石圍堤超過1100km，大量的人工堤壩建設(shè)，完全改變了鄱陽湖湖岸帶的土地覆蓋方式，使湖岸帶生境破壞，物種多樣性銳減，湖岸帶生態(tài)結(jié)構(gòu)與功能退化。本文在開展鄱陽湖湖岸帶的現(xiàn)狀調(diào)查研究基礎(chǔ)上，通過界定湖岸帶的地理空間范圍，研究湖岸帶的景觀變化及其驅(qū)動力，為鄱陽湖濕地保護提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

鄱陽湖位于北緯28°22′至29°45′，東經(jīng)115°47′至116°45′。地處江西省的北部，長江中下游南岸[20-21](圖1)。鄱陽湖及其流域?qū)賮啛釒駶櫦撅L型氣候，受西伯利亞寒流和副熱帶高壓影響，鄱陽湖及其流域冬春寒、夏多雨、秋旱特征，年降水量超過1640mm，主要集中在4—6月[22]。鄱陽湖是鄱陽湖流域的聚水區(qū)，流域面積16.22×104km2，占江西省面積97%，流域內(nèi)的贛江、撫河、信江、饒河(上游由昌江和樂安河組成，在鄱陽縣姚公渡處匯入饒河)、修河五大河流經(jīng)鄱陽湖，然后進入長江，鄱陽湖歷史上最大水域面積超過5000km2[23]。鄱陽湖是一個季節(jié)性湖泊，鄱陽湖水位變化非常顯著，年內(nèi)變幅超過10m，年際間最大變幅達16.69m[24]。根據(jù)有關(guān)研究，近年來，鄱陽湖濕地面積基本穩(wěn)定在3886 km2[25]。

1.2 研究方法

根據(jù)謝冬明等研究結(jié)果，近30年鄱陽湖濕地范圍基本穩(wěn)定(圖2)，水位變化會引起濕地域內(nèi)的景觀類型改變，如高水位水體景觀面積增大，其他洲灘、島嶼景觀面積減少；低水位則反之。濕地區(qū)域邊界基本穩(wěn)定在人工建筑的圍堤和自然山體包圍的區(qū)域內(nèi)，只有在極端水位下(如水位超過22m以上，星子水位，吳淞高程，下同)，圍堤被淹，鄱陽湖濕地面積將超過5000km2。基于此，本文利用Arcgis軟件，以岸線做1km緩沖帶，緩沖帶生成區(qū)域即為鄱陽湖濕地湖岸帶區(qū)域，區(qū)域面積約為1995km2[26](圖3)。

圖2 鄱陽湖濕地(綠線區(qū)域內(nèi))Fig.2 Poyang Lake wetlands

圖3 鄱陽湖湖岸帶(藍色區(qū)域)Fig.3 Riparian of Poyang Lake

1.3 數(shù)據(jù)來源及說明

根據(jù)本研究的目的和監(jiān)測范圍，同時考慮到監(jiān)測的精度要求和經(jīng)濟適用性，選擇美國Landsat TM/ETM衛(wèi)星遙感數(shù)據(jù)進行濕地景觀變化分析，本文主要選取1995、2000、2005年和2010年4個年份的遙感影像進行分析，其中2005年和2010年數(shù)據(jù)經(jīng)過中國科學(xué)院計算機網(wǎng)絡(luò)信息中心的Landsat ETM SLC-off 條帶修復(fù)模型修正，修正結(jié)果達到數(shù)據(jù)分析要求。影像數(shù)據(jù)特征及信息(表1)。由于湖岸帶景觀不受濕地水位變化的影響，因此影像選取的滿足條件是成像時間大致相同，在此基礎(chǔ)上，成像時的鄱陽湖濕地水位大致相同。根據(jù)影像精度和湖岸帶主要景觀類型構(gòu)成，本研究主要將湖岸帶景觀劃分為3種類型，3種景觀類型及含義見表2。

1.4 數(shù)據(jù)處理方法

本研究主要應(yīng)用了ENVI5.0、Arcgis10.0和Fragstate4.0軟件。首先在Arcgis10.0軟件中，利用已經(jīng)生成的緩沖區(qū)域做掩膜(圖2和圖3)，對不同時期遙感影像進行切割，獲得不同時期湖岸帶遙感影像圖，再對遙感影像進行分析處理和計算，遙感影像分析處理和計算流程見圖4。

2 結(jié)果與分析

2.1 湖岸帶景觀變化2.1.1 湖岸帶景觀類型及面積

基于四期遙感影像數(shù)據(jù)，利用ENVI遙感解譯軟件和Arcgis地理信息系統(tǒng)軟件，對1995年以來鄱陽湖湖岸帶景觀特征進行了信息提取，三類景觀信息提取結(jié)果見表3，遙感影像解譯結(jié)果見圖5。從景觀類型的面積看，水體面積1995年、2000年和2005年的數(shù)據(jù)大致相同，2010年水體面積減少較為明顯，減少近100 km2。綠地面積4個時期變化趨減，綠地面積2010年比1995年減少近500km2，建設(shè)用地和裸地面積逐年增加，2010年比1995年增加近700 km2。

表1 遙感影像信息

水位為星子站水位(吳淞高程，凍結(jié)基面以上)

圖4 遙感影像處理流程Fig.4 Workflow of image analysis

序號Code類型Type說明Note1水體湖泊、河流、水庫、池塘等天然或人工水域，影像一般為藍色、深藍色、淺藍色2綠地林地(森林和灌叢)、草地(洲灘和草甸)、莊稼地等均有植被覆蓋的區(qū)域，影像一般為紅色、綠色、深綠色3建設(shè)用地和裸地道路、廣場、堤壩、城鎮(zhèn)、鄉(xiāng)村、廠房等人造景觀以及沙灘、巖石等無植被覆蓋的自然景觀，影像一般為灰色、紅色、紅褐色

表3 鄱陽湖湖岸帶景觀類型分類結(jié)果

2.1.2 湖岸帶景觀轉(zhuǎn)移矩陣

基于4個時期遙感影像數(shù)據(jù)解譯分類結(jié)果，利用ENVI軟件對4個時期的景觀矩陣進行了計算，計算結(jié)果見表4。景觀轉(zhuǎn)移矩陣表明，4個時期景觀類型的轉(zhuǎn)變主要是1995年、2000年的綠地轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地，2005年水體、綠地轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地。從用地類型轉(zhuǎn)變速度來看，2005年至2010年的景觀轉(zhuǎn)變面積最小，2000年至2005年的景觀轉(zhuǎn)變面積較最大。1995年至2000年，有246.95km2的綠地面積轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積，有29.52km2的水體面積轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積；2000年至2005年，有293.48km2的綠地面積轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積，有26.21km2的水體面積轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積；2005年至2010年，有188.52 km2綠地轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積，有74.42km2綠地轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地面積。而由建設(shè)用地和裸地轉(zhuǎn)變?yōu)樗w和綠地的景觀面積相對較小。因此，1990年、2000年、2005年和2010年4個時期的景觀轉(zhuǎn)變主要是綠地景觀和水體景觀轉(zhuǎn)變?yōu)榻ㄔO(shè)用地和裸地為主，表明鄱陽湖湖岸帶綠地景觀和水體景觀在逐步萎縮。

表4 1995—2010景觀轉(zhuǎn)移矩陣

變化值是指行的年份對比列的年份的各類景觀面積變化量，正值表明該類型景觀面積增加，負值表明該類型景觀面積減少，如2000年中變化值-4，說明2000年對比1995年的水體面積減少了4km2，變化值-208，說明2000年對比1995年的綠地面積減少了208km2，變化值212，2000年對比1995年的建設(shè)用地和裸地面積增加了212km2

2.1.3 湖岸帶景觀指數(shù)

本文選取了景觀指數(shù)中的斑塊總數(shù)、最大斑塊面積、最大斑塊指數(shù)、周長面積分形指數(shù)、景觀類型最大斑塊指數(shù)、多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)等，這些指數(shù)主要說明景觀的完整性和破碎化程度，從而反映景觀受干擾的強度。從表5可以看出，景觀指數(shù)中的景觀斑塊數(shù)量，水體和綠地景觀數(shù)量明顯上升，表明水體和綠地被干擾的強度越來越大，建設(shè)用地和裸地景觀逐年上升，表明湖岸帶用地強度不斷增強的變化過程。各類景觀的最大斑塊指數(shù)都逐年減少，表明各類景觀完整性越來越差。景觀多樣性度指數(shù)逐步上升，表明湖岸帶景觀異質(zhì)性越來越明顯。景觀指數(shù)變化充分說明，鄱陽湖湖岸帶景觀破碎化程度逐年加大。

表5 景觀指數(shù)

2.2 湖岸帶景觀變化的驅(qū)動力分析

通過分析表明，2010年，湖岸帶水體面積比上兩個時期面積有大幅度的減少，而建設(shè)用地和裸地面積則有大面積的上升，表明人為改變濕地的強度在增加。結(jié)合Google earth數(shù)據(jù)分析表明，建設(shè)用地和裸地增加的因素包括湖岸帶沙化面積增加明顯，居民建筑建設(shè)用地和道路交通用地面積增加顯著(圖6,圖7)。

圖6 湖岸帶沙化地景觀變化Fig.6 Change of sandy land

圖7 湖岸帶城鎮(zhèn)用地景觀變化Fig.7 Change of counties land

3 結(jié)論

由于受到遙感影像精度的限制，本文僅對鄱陽湖湖岸帶景觀劃分了3種類型，目的是確保分類的準確性。綠地景觀，包括了林地、濕地草洲和耕地農(nóng)作物。建設(shè)用地和裸地景觀，包括了沙化地、圩堤、道路和城鎮(zhèn)居民建筑等建設(shè)用地。在景觀轉(zhuǎn)換矩陣分析過程中，水體轉(zhuǎn)換為建設(shè)用地和裸地及綠地容易辨別，建設(shè)用地和裸地及綠地轉(zhuǎn)換為水體亦是如此。然而，對于綠地之間的轉(zhuǎn)換，例如，洲灘草地轉(zhuǎn)換為耕地，很難從當前的遙感影像中提取出來，洲灘草地轉(zhuǎn)化為耕地，也是人類活動干擾過程的方式之一，但是轉(zhuǎn)換面積有多大，強度有多大，現(xiàn)有的研究不能得出明確的結(jié)論。對于這些景觀類型的變化，特別是景觀類型面積及構(gòu)成變化，能夠更深入地反映湖岸帶景觀演替的規(guī)律，從而對于揭示人類活動如何影響湖岸帶景觀以及響應(yīng)策略具有重要意義，這需要進一步利用高分辨率遙感影像和實地調(diào)查綜合分析才能得出準確的科學(xué)結(jié)論。

近年來，鄱陽湖湖岸帶景觀變化比較明顯，水體面積減少明顯，有100km2的水體面積被其他景觀類型所替代，綠地面積減少顯著，有近500km2的綠地面積被其他景觀類型所替代。而具有人類活動干擾特征的建設(shè)用地和裸地面積增加較大，增加面積超過700 km2，表明人類活動對鄱陽湖湖岸帶景觀具有明顯的重塑作用。湖岸帶景觀類型的改變，特別是由自然景觀改變?yōu)槿祟愃茉斓娜斯ぴO(shè)施景觀，對于湖岸帶所承擔的水陸生態(tài)系統(tǒng)交錯帶的功能將會受到影響，比如湖岸帶具有的生物多樣性棲息地功能、生態(tài)廊道功能、污染物的阻控和過濾功能等，將會退化甚至喪失。因此，加強湖岸帶的保護和資源利用規(guī)劃，對于鄱陽湖濕地保護具有重要意義，本文提出以下幾點建議:

(1)建立鄱陽湖湖岸生態(tài)控制帶。在現(xiàn)有湖岸帶基礎(chǔ)上，向外延伸1km，建成湖岸生態(tài)控制帶，在控制帶內(nèi)，禁止建設(shè)工廠、礦山和具有污染性質(zhì)的服務(wù)業(yè)基礎(chǔ)設(shè)施。

(2)實行生態(tài)修復(fù)工程。對受到一定破壞和干擾的湖岸帶景觀，采取生物工程和物理工程措施，進行湖岸帶生態(tài)修復(fù)，盡可能將現(xiàn)有景觀恢復(fù)到自然生態(tài)景觀水平。

(3)開展湖岸帶保護性開發(fā)。在湖岸帶生態(tài)保護完善的基礎(chǔ)上，開展具有宣傳教育和科普功能性的湖岸帶開發(fā)，加強民眾對鄱陽湖濕地保護的認識和理解。

[1] Landman G B, Kolka R K, Sharit R R. Soil seed bank analysis of planted and naturally revegetating thermally-disturbed riparian wetland forests. Wetlands, 2007, 27(2): 211-223.

[2] Kent C, Wong J. An index of littoral zone complexity and its measurement. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 1982, 39(6): 847-853.

[3] Mandelbrot B. How long is the coast of Britain? Statistical self-similarity and fractional dimension. Science, 1967, 156(3775): 636-638.

[4] Naiman R J, Decamps H, Pollock M. The role of riparian corridors in maintaining regional biodiversity. Ecological Applications, 1993, 3(2): 209-212.

[5] Narumalani S, Zhou Y C, Jensen J R. Application of remote sensing and geographic information systems to the delineation and analysis of riparian buffer zones. Aquatic Botany, 1997, 58(3/4): 393-409.

[6] Philips J D. Spatial analysis of shoreline erosion, Delaware Bay, New Jersey. Annals of the Association of American Geographers, 1986, 76(1): 50-62.

[7] Al-Chokhachy R, Ray A M, Roper B B, Archer E. Exotic plant colonization and occupancy within riparian areas of the interior Columbia river and upper Missouri river basins, USA. Wetlands, 2013, 33(3): 409-420.

[8] Vogt J, Puumalainen J, Kennedy P, Folving S. Integrating information on river networks, catchments and major forest types: towards the characterisation and analysis of European landscapes. Landscape and Urban Planning, 2004, 67(1/4): 27-41.

[9] 鄧紅兵, 王青春, 于慶禮. 河岸植被緩沖帶與河岸帶管理. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報. 2001, 12(6): 951-954.

[10] 王紅娟, 姜加虎, 李新國. 岱海湖泊岸線形態(tài)變化研究. 長江流域資源與環(huán)境, 2006, 15(5): 674-677.

[11] 岳雋, 王仰麟. 國內(nèi)外河岸帶研究的進展與展望. 地理科學(xué)進展, 2005, 24(5): 33-40.

[12] 楊克文, 龐軍剛, 李文厚. 坳陷湖盆湖岸線的確定方法-以志丹地區(qū)延長組為例. 蘭州大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2009,45(3): 13:17.

[13] 陳海雁, 楊長明, 李建華. 不同河岸帶植物根際丁草胺降解特性差異及其微生物學(xué)機制. 生態(tài)環(huán)境, 2008,17(6):2201-2206.

[14] 薛建輝, 阮宏華, 劉金根, 周炎, 王邵軍. 太湖流域水岸生態(tài)防護林體系建設(shè)技術(shù)與對策. 南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2008, 32(5): 13-18.

[15] 李文朝, 潘繼征, 陳開寧, 胡耀輝, 劉正文. 滇池東北部沿岸帶生態(tài)修復(fù)技術(shù)研究及工程示范--生態(tài)修復(fù)目標的確定及其可行性分析. 湖泊科學(xué), 2005, 17(4): 317-321.

[16] 馮玲. 安徽巢湖南岸濱水景觀規(guī)劃設(shè)計. 安徽建筑, 2012, 4: 39-42.

[17] Matheson F E, Nguyen M L, Cooper A B, Burt T P. Short-term nitrogen transformation rates in riparian wetland soil determined with nitrogen-15. Biology and Fertility of Soils, 2003, 38(3): 129-136.

[18] Ranalli A J, Macalady D L. The importance of the riparian zone and in-stream processes in nitrate attenuation in undisturbed and agricultural watersheds-A review of the scientific literature. Journal of Hydrology, 2010, 389(3/4): 406-415.

[19] 李春華, 李明輝, 易衛(wèi)華, 黃淑芳. 鄱陽湖岸線資源的特征及其開發(fā)利用. 人民長江, 2009, 40(6): 1-2,7.

[20] 鄱陽湖研究編委會. 鄱陽湖研究. 上海: 上?？茖W(xué)技術(shù)出版社, 1988.

[21] 江西省水文局. 江西水文. 武漢: 長江出版社, 2007, pp90-91.

[22] 劉興中, 葉居新. 江西濕地. 北京: 中國林業(yè)出版社, 2000.

[23] 王曉鴻, 鄢幫有, 吳國琛. 山江湖工程. 北京: 科學(xué)出版社, 2006.

[24] Xie D M, Jin G H, Zhou Y M, Jiao G Y, Huang L G, Yan Y P, Dai X Z. Ecological function zoning of Poyang Lake wetland: a RAMSAR site in China. Water Policy, 2013, 15(6): 922-935.

[25] 謝冬明, 鄭鵬, 鄧紅兵, 趙景柱, 樊哲文, 方豫. 鄱陽湖濕地水位變化的景觀響應(yīng). 生態(tài)學(xué)報, 2011, 31(5): 1269-1276.

[26] 榮冰凌, 孫宇飛, 鄧紅兵, 吳鋼. 流域水環(huán)境管理保護線與控制線及其規(guī)劃方法. 生態(tài)學(xué)報,2009,29(2):924-930.

Riparian landscape change in Poyang Lake

XIE Dongming1,*, JIN Guohua2

1 Jiangxi science and technology normal university, Nanchang 330046, China 2Jiangximeteorologybureau,Nanchang330046,China

Riparian Lake is an ecotone between aquatic ecosystem and terrestrial ecosystem, and it is one of the most concentrated areas of human activity, consequently, the ecosystem of riparian lake is very fragile. Riparian Lake is one of the most serious degenerative ecosystems because of the disturbance of human activity with the rapid development of economy and society. Poyang Lake is the largest freshwater lake in China and one of the world′s important wetland recognized in the Ramsar Convention on Wetlands. There is rich in biodiversity, supporting numerous species of invertebrates, fish, birds and mammals including the White Crane (Grusleucogeranus), Cygnet (Cygnuscolumbianus), Chinese sturgeon (Acipensersinensis), and Cowfish (neophocaenaphocaenoides). The wetlands provide an important range of ecosystem services; and their protection is an important concern both domestically and abroad. In order to compare changes in the riparian lake landscape, this paper analyzed riparian lake landscape with RS images in four different periods under the same condition of similar water level in 1995, 2000, 2005 and 2010. Changes in landscape spatial pattern were analyzed. Changes in landscape index, area of landscape types, and landscape types were very distinct in the riparian lake, the area of water body decreased more than 100km2in 2010 than in 1995, and the area of vegetation decreased more than 500km2in 2010 than 1995; however, the artificial and bare land increased almost 700km2in 2010 than in 1995. The total Landscape Patches increased, the Largest Patch Area decreased, the Perimeter-Area Fractal Dimension lessened, and Diversity Index of Shannon′s and Simpson′s increased from 1995 to 2010. Changes of landscape index explained fragmentation level of riparian lake landscape strengthened. Furthermore, the driving force was analyzed according to the historic materials and RS images, the loss of area in water body and vegetation because of the increase of artificial and bare land, mainly sandy soil and urbanization land.

riparian lake; landscape; human activity; disturbance; Poyang Lake

國家自然科學(xué)基金項目(31360120)；江西省科技廳項目(20132BAB203030, 20151BBG70014)；江西省教育廳項目(GJJ13561, GL1318)

2015- 02- 10;

日期:2015- 12- 14

10.5846/stxb201502100329

*通訊作者Corresponding author.E-mail: xdm0791@126.com

謝冬明, 金國花.鄱陽湖湖岸帶景觀變化.生態(tài)學(xué)報,2016,36(17):5548- 5555.

Xie D M, Jin G H.Riparian landscape change in Poyang Lake.Acta Ecologica Sinica,2016,36(17):5548- 5555.