張東旭,郭晉平

(1.山西大同大學農學與生命科學學院,山西 大同 037009;2.山西農業(yè)大學林學院;山西 太谷 030801)

我國土地開發(fā)利用歷史悠久,流域河道和河岸 帶深受人類活動干擾,流域景觀各類要素的空間格局變化很大,自然植被有限且多分布于江河中上游山地。河岸帶土地清理、城市建設、土地墾殖和放牧、廢物排放、地下水利用以及其他形式的河岸帶土地開發(fā)利用不斷加劇,已經對河岸帶構成了強烈干擾。這些干擾導致河岸帶結構發(fā)生改變,功能退化嚴重;河岸帶與河流及高地之間的生態(tài)聯系被割裂,流域生態(tài)系統(tǒng)整體性被破壞,流域景觀生態(tài)可持續(xù)性下降[1]。這些狀況決定了在我國開展河岸帶生態(tài)學研究具有非常重要的意義。筆者對我國河岸帶研究的歷史及最新進展進行了系統(tǒng)的回顧和總結,以期促進我國河岸帶生態(tài)學的科學研究、管理及決策。

1 我國河岸帶研究發(fā)展簡史

20世紀 80年代之前,國內關于河岸帶生態(tài)學研究的論文僅有兩篇[2,3]。隨著我國改革開放事業(yè)的全面推進,關于河岸帶的生態(tài)學研究開始得到重視。1996年,陳吉泉把國外關于河岸帶定義、河岸帶在流域生態(tài)學中的功能等最新信息介紹到我國[1],極大地刺激和推動了我國河岸帶生態(tài)學的發(fā)展。近些年,中國國家自然科學基金中河岸帶生態(tài)學項目逐年增加,由此也可以看出,我國河岸帶研究的歷程和新氣象。

目前我國以流域為對象開展的研究工作,一部分是關于流域生態(tài)安全及其評價、流域水源利用、水文地質災害防治、水污染防治、河岸侵蝕和保護、水利工程等領域;另一部分是關于河岸帶植被結構、物種多樣性、緩沖功能、廊道功能、河岸帶動態(tài)及其影響因素等河岸帶生態(tài)學領域。

2 我國河岸帶植被研究進展

國內對河岸帶植被的研究主要集中在塔里木河流域、黑河流域、長江三峽段、香溪河流域、長白山北坡的二道白河流域以及關帝山文峪河流域等,研究的內容主要有植物區(qū)系、植被格局、群落結構、環(huán)境梯度以及生理生態(tài)等領域。

2.1 荒漠河岸帶的植被

荒漠河岸帶的植物可以被分為水生植物、半陸生植物、干旱植物和極干旱植物[4],具有如下特點:植物區(qū)系非常單調、群落結構簡單、生物多樣性指數和物種豐富度指數非常低[5]。影響荒漠河岸帶植被類型的主要因素有:地下水位[6]、土壤含水量[6]、土壤含鹽量[7]、土壤 pH值[6]和土壤有機質[8]。雖然徑流、水位和土壤的物理性質都影響到植物物種的分布[4],但洪水才是影響荒漠河岸帶植被的組成結構和分布格局的決定性因素。如改變洪水過程,必將對河岸帶的天然林結構及更新演替帶來顯著的影響[9]。此外,氣候背景及地形地貌所影響的水鹽、水熱的時空分布差異,也是影響荒漠河岸帶植物群落演替的重要因素[10]。

植物水分利用機制是荒漠河岸植物群落生態(tài)過程與水文機制研究的核心問題[11]。胡楊林是最具代表性的荒漠河岸林群落,胡楊(Populus euphratica)主要依靠洪水泛濫形成的有利自然地理環(huán)境而生存。多枝檉柳(Tamarix ramosissima)則與胡楊擁有共同的生態(tài)位[12],鹽脅迫會提高胡楊和檉柳的可溶性糖濃度,增加其抗逆性,澆灌后地下水位升高使這兩種植物葉片中游離脯氨酸濃度成比例降低[13]。對額濟納河流域荒漠河岸林中胡楊葉片凈光合速率的研究表明,在干旱區(qū)還必須考慮水分限制因素對氣孔開閉的控制作用[14]。

在塔里木河下游恢復河岸帶植被,要求地下水位不能低于 6 m[15]。如果地下水位滿足需要,在嚴重退化的河岸林和歷史上大范圍的林地分布區(qū)是可以復林的[16]。黑河分水工程對荒漠河岸帶胡楊林的繁殖更新無疑是有利的,但前提是消除放牧等干擾因素的影響[17]。與非漫溢區(qū)相比,漫溢區(qū)地表植被中出現了一些淺根系和喜濕的草本植物,漫溢區(qū)單位面積物種數、植被蓋度、植株密度、物種多樣性指數和豐富度指數均明顯增加,河水漫溢提高了土壤種子庫的生物多樣性[18]。

2.2 其他流域河岸帶的植被

河岸帶植物群落一般呈現沿濕度梯度方向的分布格局[19],河岸帶維管束植物種類較豐富,許多珍稀瀕危植物集中分布在這個區(qū)域[20],說明河岸帶在保護稀有物種、維持生物多樣性方面起著重要的作用[21]。此外,河岸帶的物種豐富度與海拔有顯著的相關性,中等海拔處的物種多樣性最高[22]。通常,河岸帶群落的最小抽樣面積小于非河岸帶,物種的優(yōu)勢度也是河岸帶森林群落小于非河岸帶,而群落的物種豐富度、Shannon—Wiener指數和物種均勻度則是河岸帶高于非河岸帶[23]。在流域尺度上,海拔對物種豐富度有著重要的控制作用;在局部尺度上,季節(jié)性洪水干擾導致的空間異質性和小地形對群落的生物多樣性有著重要的影響[24]。

此外,河岸沖積或洪積臺地的出現和消失[25]、季節(jié)變化[26]、土地利用方式[27]等對河岸帶的植物多樣性也有影響,而其景觀格局的梯度變化主要受溫度、降水、土壤和人為干擾因素等影響[28]。草地河岸帶土壤種子庫在橫向上表現為距河流越遠種子庫密度越大[29]。

3 河岸帶土壤研究進展

河岸帶土壤一般介于河流與農田或高地森林之間,因此,河岸帶土壤在維持河岸穩(wěn)定性,維持生物多樣性、遲滯沉積物、富集和過濾各種營養(yǎng)元素,維持和保護流域陸地生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)方面起著至關重要的作用[30]。河岸林土壤中各種氮素的含量和含水量均高于毗鄰高地森林土壤的含量[31],土壤含水量和土壤 pH值影響著塔里木河下游荒漠河岸帶植物群落的分布格局[6]。與灌叢河岸帶和草地河岸帶相比,森林河岸帶不論是表層土壤還是下層土壤,都有較低的土壤容重、較高的持水量、較良好的滲透性。在同樣的地表徑流條件下,森林河岸帶能吸附和滲透更多的泥沙、養(yǎng)分和污染物[32]。森林河岸帶在土壤透氣性、持水性、入滲性等方面明顯好于灌叢和草地,對于消除溶解在地表徑流中的污染物應當具有更高的效率[33]。

河岸帶土壤脫氮的主要動力是硝化作用與反硝化作用,氮素營養(yǎng)在滲濾過程中先發(fā)生硝化作用,后發(fā)生反硝化作用[34]。在帽兒山地區(qū),農田背景下的森林河岸帶土壤反硝化強度最大,裸地河岸帶土壤反硝化強度最小;森林背景下土壤反硝化強度的大小順序為皆伐河岸帶＞森林河岸帶＞草地河岸帶;此外,河岸帶表層土壤的反硝化強度大于底層,其反硝化強度受可利用碳、硝態(tài)氮的限制,各類型河岸帶以農田背景下森林河岸帶土壤反硝化潛力最大[35,36]。對于恢復后的河岸帶來說,其土壤微生物數量、土壤動物的種類和數量,如同土壤有機質、氮、磷以及鉀一樣,顯著高于未恢復河岸帶[37]。

4 污染物濾除

河岸帶土壤中的氨態(tài)氮不僅參與了離子交換作用,導致滲出液中鈣離子和硬度的增加,還參與了硝化作用、反硝化作用和有機氮的礦化作用[38]。苯胺在河岸滲濾系統(tǒng)中主要通過吸附作用和生物降解作用去除,而真正去除苯胺的是生物降解[39],氨態(tài)氮是其降解過程中產物之一[38];在反硝化條件下河岸滲濾系統(tǒng)中的反硝化微生物對苯胺有很強的降解能力,而且降解的苯胺僅有少部分經過脫氨作用,絕大部分與腐殖質以共價鍵形式形成螯合物供微生物降解,降解過程不產生對環(huán)境微生物有毒的中間產物,能連續(xù)降解[40]。

森林和草地河岸帶都能夠有效截留來自農田土壤水中的硝態(tài)氮,對溪流水質起到很好的保護作用[41]。在河岸帶種植不施肥的水稻帶也可有效地控制氮、磷的流失,其機理與濕地相似[42]。河岸帶越寬,對氮素的清除效率越高;越靠近溪流岸邊的地方,對氮的清除效率越高;氮素污染物在進入河岸帶后,河岸帶對其的清除作用主要發(fā)生在河岸帶的前部,5 m寬的河岸帶清除氮素超過 54.78%,理想情況下,10 m寬度即可截留 91.17%的氮素[43]。河岸邊有混合植物帶的水域比無植物帶的水域溶解氧含量穩(wěn)定,且夏季水溫更低,說明在河道修復中植物帶對平衡河岸帶環(huán)境條件、改善河流局部小氣候有重要作用。不同的河岸植被帶在濾除河水中污染物和改善水環(huán)境等方面表現出不同特點,在河岸帶修復時盡可能保證水生植物的多樣性[44]。

5 問題與建議

綜上所述,國內河岸帶生態(tài)研究以河岸帶植被為對象在群落和種群尺度開展較多,將河岸帶整體作為研究對象從景觀生態(tài)學角度開展的研究工作很少,河岸林的基本特征、動態(tài)變化和影響因素等基本問題都沒有搞清楚,研究工作還不夠深入。現有研究成果主要涉及河岸帶土地利用格局、河岸植被格局、物種多樣性與生境之間的關系等方面,無法為我國大量嚴重退化的山地河岸帶保護、恢復和管理提供理論指導,更無法制定針對性的經營管理方式,導致近年來流域生態(tài)安全問題頻繁發(fā)生。這種狀況與我國面臨的河岸帶大量消失、功能嚴重退化以及恢復問題突出的現實極不相稱,需要進一步反思流域管理的生態(tài)學基礎科學問題,開展更多的深入扎實的研究工作。

針對我國河岸帶研究中存在的問題,建議加強河岸帶功能、過程及其相互關系的研究,具體內容包括:1)河岸帶及其背景區(qū)植被景觀空間鑲嵌格局分析。2)河岸帶邊界的判定及河岸帶植被特征沿橫向空間梯度的變化格局。3)對河岸帶生境類型的劃分,從斑塊、河段和支流 3個尺度上對河岸帶物種多樣性格局進行分析,并闡明其控制因素和機制。4)加強河岸帶對高地面源營養(yǎng)物、沉淀物和污染物的攔截過濾過程的研究,建立量化傳輸模型,進行不同河岸帶類型間的比較研究,說明河岸帶對景觀物質通量的影響和控制作用。5)對典型流域河岸帶向溪流輸入有機質的過程及數量進行研究,并建立周轉過程模型。6)對上述研究成果進行整合,揭示河岸帶空間格局、組成結構與這些功能過程的關系,建立概念模型并爭取發(fā)展成數量模型,定量分析河岸帶空間格局與其關鍵性功能過程的相互制約關系,為確定河岸帶規(guī)劃與設計的幾個重要參數提供依據,提出河岸帶保護、恢復、建設中河岸林空間配置和布局的原則和依據,提出流域尺度和局部河岸帶規(guī)劃及設計的若干原理。

此外,科學家有義務推動河岸帶生態(tài)學研究成果向現實生產力轉化,提高各級政府部門領導、社會和群眾對河岸帶重要性的認識,從而實現對河岸帶的科學利用、保護、修復、重建和管理。

[1]陳吉泉.河岸植被特征及其在生態(tài)系統(tǒng)和景觀中的作用 [J].應用生態(tài)學報,1996,7(4):439-448.

[2]芬萊斯 R,張路平,胡家祺 .河岸林是農田水分營養(yǎng)物的過濾器 [J].人民珠江,1986,5(1):27-30.

[3]沙世貴,虞澤蓀.西河沿岸植被與河岸的治理 [J].西華師范大學學報:自然科學版,1987,8(1):44-49.

[4]AN S,CHEN G X L,SUN S C,et al.Comosition change and vegetation degradation of riparian forests in the altai plain,NW China[J].Plant Ecology,2002,164:75-84.

[5]鄭 奕,劉新春,楊金龍,等 .塔里木河上游地區(qū)阿拉爾段天然退化生態(tài)系統(tǒng)植物群落物種多樣性特征分析 [J].水土保持研究 ,2005,12(2):131-134.

[6]張元明,陳亞寧,張小雷 .塔里木河下游植物群落分布格局及其環(huán)境解釋 [J].地理學報,2004,59(6):903-910.

[7]潘曉玲,張遠東,初 雨,等 .塔里木河流域荒漠河岸林群落的多元分析與環(huán)境解釋 [J].西北植物學報,2001,21(2):247-251.

[8]張江英,周華榮,高 梅 .白楊河—— 艾里克湖濕地及周邊植物群落與環(huán)境因子的關系 [J].干旱區(qū)地理,2007,1(30):101-107.

[9]成克武,臧潤國,周曉芳,等 .洪水對額爾齊斯河河岸天然林植被的影響研究 [J].北京林業(yè)大學學報,2006,28(2):46-51.

[10]王讓會,游先祥,吳世新,等.綠洲生態(tài)系統(tǒng)的群落特征——以荒漠河岸林生態(tài)系統(tǒng)為例[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境,2001,15(4):22-24.

[11]李衛(wèi)紅,郝興明,覃新聞,等.干旱區(qū)內陸河流域荒漠河岸林群落生態(tài)過程與水文機制研究 [J].中國沙漠,2008(6):1 113-1 117.

[12]趙峰俠,尹林克.荒漠內陸河岸胡楊和多枝檉柳幼苗種群空間分布格局及種間關聯性 [J].生態(tài)學雜志,2007(7):972-977.

[13]阮 曉,王 強,陳亞寧.塔里木河流域荒漠河岸植物對應急輸水的生理響應 [J].生態(tài)學報,2005,25(8):1 966-1 973.

[14]蘇永紅,朱高峰 ,馮 起,等.額濟納荒漠河岸胡楊林葉片氣孔導度與微環(huán)境因子關系的模擬研究[J].西北植物學報,2008,28(7):1 434-1 439.

[15]郝興明,陳亞寧 ,李衛(wèi)紅,等.塔里木河中下游荒漠河岸林植被對地下水埋深變化的響應 [J].地理學報,2008(11):1 123-1 130.

[16]黃培佑.荒漠河岸胡楊林的生活周期對生境水條件的動態(tài)適應的研究[J].新疆環(huán)境保護,1991,13(2):5-10,4.

[17]趙文智,常學禮,李秋艷 .人工調水對額濟納胡楊荒漠河岸林繁殖的影響 [J].生態(tài)學報,2005,25(8):1 987-1 993.

[18]李吉玫,徐海量 ,張占江,等.河水漫溢對塔里木河下游荒漠河岸林地表植被與土壤種子庫的影響[J].應用生態(tài)學報,2008,19(8):1 651-1 657.

[19]江明喜,蔡慶華.長江三峽地區(qū)干流河岸植物群落的初步研究 [J].水生生物學報,2000,24(5):458-463.

[20]江明喜,黨海山,黃漢東 .三峽庫區(qū)香溪河流域河岸帶種子植物區(qū)系研究 [J].長江流域資源與環(huán)境,2004,13(2):178-182.

[21]鄧紅兵,王青春 ,代力民,等.長白山北坡河岸帶群落植物區(qū)系分析 [J].應用生態(tài)學報,2003,14(9):1 405-1 410.

[22]江明喜,鄧紅兵,唐 濤,等 .香溪河流域河岸帶植物群落物種豐富度格局[J].生態(tài)學報,2002(5):629-635.

[23]代力民,王青春 ,鄧紅兵,等.二道白河河岸帶植物群落最小面積與物種豐富度[J].應用生態(tài)學報,2002,13(6):641-645.

[24]江明喜,蔡慶華,鄧紅兵 .神農架地區(qū)珍稀植物沿河岸帶的分布格局 [J].林業(yè)研究,2002,13(1):25-27.

[25]李保貴,朱 華,王 洪 .西雙版納的河岸東京楓楊林 [J].廣西植物 ,1999(1):22-26.

[26]陳中義,宋士盛.荊江河岸外側棄耕地植物物種多樣性季節(jié)動態(tài) [J].安徽農業(yè)科學,2005,33(2):232-233.

[27]陳子珊,高甲榮 ,包昱峰,等.河溪利用方式對河岸帶木本植物多樣性的影響——以安達木河上游為例[J].水土保持研究 ,2008,15(4):189-191.

[28]畢曉麗,周 睿 ,劉麗娟,等.涇河沿岸景觀格局梯度變化及驅動力分析 [J].生態(tài)學報,2005,25(5):1 041-1 047.

[29]上官鐵梁,許 念,賈志力,等 .汾河太原段河漫灘草地土壤種子庫研究 [J].草業(yè)科學,2002,19(3):30-33.

[30]李新茂,張東旭 .關于美國河岸帶土壤的研究綜述[J].水土保持應用技術,2007(6):11-13.

[31]韓偉宏.文峪河流域上游林區(qū)河岸林與高地林群落生態(tài)特征比較研究[D].太谷:山西農業(yè)大學,2008:46.

[32]田樹新.不同河岸帶土壤水分一物理性質分析[J].中國林副特產,2007,87(2):28-30.

[33]崔東海,韓壯行,姚 琴,等.帽兒山林場不同河岸帶植被類型土壤水分——物理性質[J].東北林業(yè)大學學報,2007,35(10):42-44.

[34]吳耀國,王 超,王惠民.河岸滲濾作用脫氮機理及其特點的試驗 [J].城市環(huán)境與城市生態(tài),2003,16(6):298-300.

[35]王慶成,崔東海,王新宇,等.帽兒山地區(qū)不同類型河岸帶土壤的反硝化效率 [J].應用生態(tài)學報,2007,18(12):2 681-2 686.

[36]崔東海.森林、農田背景下河岸帶土壤反硝化作用研究 [D].哈爾濱:東北林業(yè)大學 ,2006.

[37]張宇博,楊海軍,王德利,等.受損河岸生態(tài)修復工程的土壤生物學評價 [J].應用生態(tài)學報,2008(6):1 374-1 380.

[38]路宣華.氨氮及苯胺在河岸滲濾系統(tǒng)中的環(huán)境行為研究 [D].西安:西北工業(yè)大學,2004.

[39]張文存.河岸滲濾系統(tǒng)中苯胺厭氧降解的實驗研究[D].西安:西北工業(yè)大學,2005.

[40]吳耀國,曾 睿 ,惠 林,等.反硝化條件下河岸滲濾過程中苯胺的降解 [J].中國地質大學學報,2006,31(2):273-278.

[41]于紅麗.不同類型河岸帶對溪流氮素輸入的截留轉化效率研究 [D].哈爾濱:東北林業(yè)大學,2005.

[42]章明奎,方利平.河岸水稻緩沖帶寬度對排水中氮磷流失的影響 [J].水土保持學報,2005,19(4):10-13.

[43]韓壯行.不同寬度森林河岸帶對土壤氮素截留轉化效率影響 [D].哈爾濱:東北林業(yè)大學,2007.

[44]李睿華,管運濤 ,何 苗,等.河岸混合植物帶處理受污染河水中試研究[J].環(huán)境科學,2006,27(4):651-654.