胡海波，鄧文斌，王 霞

（1. 南京林業(yè)大學(xué) 南方現(xiàn)代林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 南京 210037；2. 南京林業(yè)大學(xué) 江蘇省水土保持與生態(tài)修復(fù)重點實驗室，江蘇 南京 210037）

長江流域是指長江干流和支流流經(jīng)的廣大區(qū)域，橫跨中國東部、中部和西部三大經(jīng)濟區(qū)，共19個省、市和自治區(qū)，是世界第三大流域，流域總面積180萬km2，占中國國土面積的18.8%。長江流域具有豐富的自然資源，依托長江黃金水道，孕育了發(fā)達的長江經(jīng)濟帶。長江經(jīng)濟帶擁有珍貴的岸線資源。長江岸線是口岸、產(chǎn)業(yè)及城鎮(zhèn)布局的重要載體，而河岸植被緩沖帶是長江流域的生態(tài)屏障和污染物入江的最后防線，不僅生物多樣性豐富，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值高，而且是修復(fù)和建設(shè)長江綠色生態(tài)廊道的關(guān)鍵所在[1]。河岸植被緩沖帶是流域保護的一項重要措施。國外的研究主要集中在河岸帶生態(tài)恢復(fù)、河岸植被演替、河岸緩沖帶對氮磷的凈化機制、土地利用對河岸帶的影響、河岸帶管理和河岸緩沖帶模擬研究等方面[2?6]。中國對河岸植被緩沖帶的研究起步較晚，截至目前主要對河岸植被緩沖帶的生態(tài)功能、截污效果、退化河岸帶的生態(tài)修復(fù)，以及河岸帶生態(tài)系統(tǒng)管理等方面[7?10]進行了研究，但大部分研究局限于定性介紹和小尺度的定位研究，缺乏流域尺度系統(tǒng)性的定量研究。本研究對長江流域河岸植被緩沖帶的主要生態(tài)功能進行了研究，分析了目前長江流域河岸植被緩沖帶面臨的影響因素，并提出了植被緩沖帶構(gòu)建技術(shù)，以期為長江流域河岸植被緩沖帶的構(gòu)建技術(shù)提供科學(xué)依據(jù)，對長江經(jīng)濟帶社會經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。

1 河岸植被緩沖帶基本概況

長江干流(宜賓以下)未被占用的自然岸線為4 995.9 km，其中對長江水生生態(tài)系統(tǒng)有重要意義的河岸帶僅1 528.5 km，這部分自然岸線極為稀缺[11]。在長江流域尤其是中下游地區(qū)，河網(wǎng)密集，湖泊眾多，河岸植被建設(shè)對當?shù)厮帘３?、凈化水質(zhì)和景觀綠化等具有特別重要的意義。河岸植被緩沖帶又稱植被過濾帶、河岸緩沖帶和保護帶等。目前，對于河岸植被緩沖帶還沒有統(tǒng)一的定義，多數(shù)學(xué)者采用狹義的定義：指河水—陸地交界處的兩邊，直至河水影響消失為止的地域[12]。從景觀生態(tài)學(xué)角度看，河岸植被緩沖帶是陸域和水域生態(tài)系統(tǒng)共同影響的生態(tài)交錯帶，具有獨特的生態(tài)系統(tǒng)特征和生態(tài)服務(wù)功能。不同植被類型對污染物的攔截能力不同。孫金偉等[13]按照植被緩沖帶的組成將其劃分為草地緩沖帶、灌木緩沖帶、林木緩沖帶和以上幾種植被構(gòu)成的復(fù)合緩沖帶。河岸植被緩沖帶結(jié)構(gòu)復(fù)雜，時空異質(zhì)性強，具有一定的脆弱性、過渡性與邊緣性。有學(xué)者認為[14]：河岸植被緩沖帶具有縱向空間的鑲嵌性、橫向空間的過渡性以及垂直空間的成層性和時間分布的動態(tài)性四維的空間結(jié)構(gòu)特征，具有明顯的邊緣效應(yīng)。左俊杰等[15]根據(jù)上海的河道特征、護岸類型、河岸帶綠化及周邊土地利用狀況，將河岸帶生態(tài)系統(tǒng)分為一級擋墻結(jié)構(gòu)、二級擋墻結(jié)構(gòu)、特殊結(jié)構(gòu)型和自然或近自然結(jié)構(gòu)4種類型，并提出了針對性的改造建議。河岸植被緩沖帶的結(jié)構(gòu)特征是影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的主要因素，因此對其類型和特征進行研究具有重要意義。

2 河岸植被緩沖帶的生態(tài)功能

河岸植被緩沖帶是河流生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是“綠色基礎(chǔ)設(shè)施”，主要生態(tài)功能包括防止河岸侵蝕、截留泥沙、凈化水質(zhì)，以及保障濕地生物多樣性、提高生物安全性和維護生態(tài)系統(tǒng)完整性等。

2.1 緩洪護岸功能

無植被保護的河岸，極易受到洪水沖刷，導(dǎo)致河岸后退，河床抬高，河道堵塞，嚴重影響河流的通航和泄洪功能。河岸植被緩沖帶的緩洪護岸功能是通過植被根系固持土壤、凋落物覆蓋地表以及林冠截留降水，增強河岸的抗侵蝕能力，攔蓄地表徑流，攔截泥沙，減緩河流流速和消減洪峰，從而減少河岸水土流失的生態(tài)過程。有學(xué)者[16]對三峽庫區(qū)河岸植被緩沖帶4種草本植物根系進行研究發(fā)現(xiàn)：不同土層的根長密度為0.24～20.89 cm·cm?3，0～10 cm土層的根長密度顯著大于10 cm以上土層；雀稗Paspalum paspaloides的根系抗拉強度最高，為62.6 MPa。表明植物根系對河岸土壤具有加固作用。此外，河岸植被對洪水期河流的演化過程有重要影響，楊樹青等[17]采用自然模擬實驗，通過改變河岸植被單雙岸布設(shè)方式，控制河岸植被覆蓋率分別為0% 、20% 、40% 、80%，模擬河流演化過程。結(jié)果表明：雙岸植被覆蓋的河道主流穩(wěn)定性較單岸植被覆蓋好；植被覆蓋率越高，水流對河床的局部擾動越強烈，河流演變達到穩(wěn)定狀態(tài)周期越長。

2.2 截污凈化功能

河岸植被緩沖帶能夠過濾河岸兩旁地表徑流內(nèi)的營養(yǎng)物質(zhì)(如氮、磷等)、有機物質(zhì)(如腐殖酸、親水性氨基酸等)和有毒有害物質(zhì)(如重金屬、農(nóng)藥等)，并在各種物理、化學(xué)和生物過程作用下，減輕對河流水體的污染。

河岸植被可以緩流落淤，減少水中懸浮物，起到改善水質(zhì)的作用。姚程等[18]利用長江下游2種土壤，開展了5種植物對底泥穩(wěn)固作用的研究。結(jié)果表明：植物使底泥孔隙度減少，細小粒徑(＜50 μm)土壤增加，有利于底泥沉積，改善上覆水指標，從而減少水中的懸浮顆粒物。河流中適量的氮、磷是河岸兩旁植被的營養(yǎng)物質(zhì)，但過量將導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化。國際上一般認為：湖水中總磷質(zhì)量濃度達0.02 mg·L?1、總氮質(zhì)量濃度達0.20 mg·L?1將導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化發(fā)生。植被緩沖帶植物和微生物吸收以及土壤吸附和反硝化作用，可以截留大量輸入河流中的氮素[19]。王瓊等[20]歸納總結(jié)了河岸植被緩沖帶對氮污染物的削減作用。黃曉藝等[21]以太湖蠡湖區(qū)和貢湖灣區(qū)的13個主要出入湖河口為研究對象，發(fā)現(xiàn)有機物和氮污染嚴重，總氮、銨氮(-N)、總磷、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)的質(zhì)量濃度分別為0.48～4.17、0.26～1.09、0.04～0.29、5.80～18.30 mg·L?1，且不同水生植物對氮磷的吸收量從大到小排序為蘆葦Phragmites australis、茭草Zizania latifolia、香蒲Typha orientalis、水鱉Hydrocharis dubia。另外，農(nóng)業(yè)面源污染成為水污染的最主要來源。有學(xué)者總結(jié)分析了植被緩沖帶對農(nóng)業(yè)面源污染物的截留凈化功能[22?23]。孫東耀等[24]模擬了不同濃度面源污染的農(nóng)田徑流。結(jié)果表明：不同植被組合對徑流量及總磷的消減效果從大到小依次為草本、灌草、灌木，其中草本植物緩沖帶對徑流量的消減率達86.93%，在高、低濃度進水時對總磷濃度的消減率分別為95.20%、80.69%。河岸植被緩沖帶對氮磷的截留轉(zhuǎn)化效率受污染物量和形態(tài)、植被年齡、群落結(jié)構(gòu)，以及季節(jié)、氣候、土壤等綜合因素的影響，因此在不同的研究區(qū)域，研究結(jié)果有較大差異。

2.3 保護生物多樣性功能

河岸植被緩沖帶是水陸生態(tài)交錯帶，也是兩棲動物覓食、越冬和遷移的重要通道，并且豐富的植被可向河流和陸地輸入大量的枯枝落葉和果實等凋落物，為水生、陸生和兩棲類生物提供了良好的生境和充足的食物，有利于保護物種多樣性。河岸帶具有獨特的時空特征和邊緣效應(yīng)，河岸水位隨著洪水和干旱交替出現(xiàn)并呈周期性變化，進而影響著河岸帶干、濕環(huán)境的交替分布，在不同的時間和地點為種間競爭營造了不同的生境條件，也形成了棲息地和植被的多樣性及時間變化性。

河岸生境是許多重要野生動植物(如鳥類、寄生蜂等)的庇護區(qū)和繁殖地，對珍稀和瀕危物種的保護具有重要意義。植被緩沖帶內(nèi)挺水植物和沉水植物為產(chǎn)黏性卵的魚類提供重要的附著基質(zhì)，湖濱灘地形成了洞庭湖、鄱陽湖、太湖等一大批重要的漁業(yè)基地。在鄱陽湖122種魚類中，依靠湖洲草灘濕地繁殖的魚類占70%～80%[25]。多樣的河岸植物和凋落物為植食性無脊椎動物提供了充足的食物來源，復(fù)雜的植物群落結(jié)構(gòu)也是無脊椎動物良好的避難場所[26]。河岸植被緩沖帶為有益昆蟲和傳粉昆蟲提供了棲息地，農(nóng)田附近的河岸植被緩沖帶中生存的掠食性異翅目Heteroptera昆蟲和成蟲越冬的鞘翅目Coleoptera昆蟲，可為春季農(nóng)作物害蟲(如蚜蟲Aphidoidea)提供第一道重要的防線。因此，河岸植被緩沖帶有可能加強自然蟲害控制和授粉服務(wù)，并對產(chǎn)量產(chǎn)生積極影響?？傊?，河岸植被緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)生境復(fù)雜，生物多樣性豐富，具有很高的生態(tài)保護價值。

3 河岸植被緩沖帶面臨的影響因素

中國人口眾多，社會經(jīng)濟發(fā)展迅速，快速的城市化進程、大量水利工程建設(shè)、外來物種的引入和農(nóng)業(yè)、工業(yè)發(fā)展帶來的污染物排放等，導(dǎo)致長江河岸植被緩沖帶退化、生物多樣性降低和水體富營養(yǎng)化等生態(tài)環(huán)境問題，對長江流域的生態(tài)安全以及社會經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展構(gòu)成了嚴重威脅。

3.1 外來植物入侵

河岸植被緩沖帶是生態(tài)交錯帶，是生態(tài)風(fēng)險較大的區(qū)域，具有較高的生物多樣性和生態(tài)脆弱性，人類活動的加劇會降低本地物種的多樣性，且極容易受到外來植物的入侵。

據(jù)調(diào)查，長江上游重慶段兩岸的外來入侵植物共13科28屬32種，菊科Asteraceae植物最多，共包含13種；其次為莧科Amaranthaceae，包含4種。其中大狼杷草Bidens frondosa、鬼針草Bidens pilosa、蘇門白酒草Conyza sumatrensis、喜旱蓮子草Alternanthera philoxeroides、野胡蘿卜Daucus carota在調(diào)查區(qū)廣泛分布且數(shù)量較多。風(fēng)險評價結(jié)果顯示：32種入侵植物中21.88%的危險程度較高[27]。此外，葛剛等[28]在長江中游鄱陽湖國家級自然保護區(qū)的實地調(diào)查中，初步確定有外來入侵植物12科16屬19種，其中菊科最多，有4種，危害較為嚴重的外來入侵種有裸柱菊Solvia anthemifolia、野胡蘿卜、野老鸛草Geranium carolinianum和喜旱蓮子草等4種。在長江下游上海青浦河濱岸帶生態(tài)系統(tǒng)中，發(fā)現(xiàn)外來入侵植物14科24種，其科、種數(shù)分別占到該生態(tài)系統(tǒng)所有植物科、種數(shù)的48.3%與26.1%，從分布狀況與危害程度上看，加拿大一枝黃花Solidago canadensis、小飛蓬Comnyza canadensis、鉆形紫菀Aster subulatus、白花三葉草Trifolium repens、喜旱蓮子草、鳳眼蓮Eichhornia crassipes和水盾草Cabomba caroliniana這7種外來入侵植物對河流濱岸帶生態(tài)系統(tǒng)的影響尤為嚴重[29]。

由于外來入侵植物具有適應(yīng)性和繁殖能力強、傳播擴散迅速等特點，而河流是傳播體有效擴散的通道，部分入侵植物通過與本地植被的競爭，逐漸改變原生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能，并降低生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)能力[30]，同時改變河岸的水分循環(huán)、生物地球化學(xué)循環(huán)，進而導(dǎo)致生境質(zhì)量退化，對河岸帶生態(tài)系統(tǒng)的健康和生態(tài)功能的正常發(fā)揮造成嚴重威脅。但有學(xué)者認為[31]：盡管外來入侵物種可能會導(dǎo)致河岸現(xiàn)存植被退化，卻豐富了土壤種子庫的物種多樣性，能為本地植物群落的恢復(fù)再生提供適度的潛力。另外，河岸帶韌性植物群落對外界干擾的響應(yīng)機制復(fù)雜，是該領(lǐng)域研究的重點和難點。目前，人們對外來生物入侵機制及造成的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)和河岸帶生態(tài)系統(tǒng)植被群落動態(tài)變化規(guī)律還不太清楚，還需進一步開展長期觀測和系統(tǒng)研究。

3.2 修建硬質(zhì)工程

大量水利工程的修建，改變了水文特性、傳播過程、地貌特征以及河流的連通性，從而引起植被物種豐富度、植物組成和分布的變化[32]。大壩對河流的屏障效應(yīng)還會限制種子的傳播，并影響植物的發(fā)芽和定植，進而導(dǎo)致大壩上游和下游的物種豐富度異變。如KWON等[33]發(fā)現(xiàn)：水庫消落帶的物種豐富度低于其上游溪流濕地。由于三峽大壩的修建，降低了鄱陽湖和洞庭湖的洪水位，進入枯水季的時間提前，導(dǎo)致湖草分布帶下移，水生植被表現(xiàn)出一定的萎縮。此外，不同濕地類型主要分布高程也逐漸降低，如2005—2010年洞庭湖水灘-湖草分界點高程由23.15 m降至22.85 m，湖草-蘆葦分界點高程由25.03 m 降至 23.90 m[26]。

在城鎮(zhèn)區(qū)域，由于對河岸植被緩沖帶生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)特征和生態(tài)功能的認識不夠，為追求景觀效果，部分自然植被群落類型已經(jīng)被人工“園林化”，造成河道的白化、硬化、渠道化。這些硬質(zhì)護岸破壞了自然水陸交互作用，導(dǎo)致河道生態(tài)服務(wù)功能減弱。雖然河道的渠化、硬化有益于防洪治水，但也造成了水土分離、水與生物分離，阻斷了河道和岸線生態(tài)系統(tǒng)之間的相互作用，破壞了水生、濕生動植物的生境和棲息地，使河岸帶動植物種類減少甚至消亡，并導(dǎo)致河道生態(tài)系統(tǒng)失衡與生態(tài)功能受損。

3.3 環(huán)境污染嚴重

環(huán)境保護部、國家發(fā)展和改革委員會、水利部聯(lián)合頒發(fā)的《重點流域水污染防治規(guī)劃(2016—2020年)》指出：長江流域工業(yè)廢水污染物主要為重金屬(鉻、銅)，城鎮(zhèn)生活污水污染物主要為營養(yǎng)鹽[總氮、總磷、重鉻酸鹽指數(shù)(CODCr)]，農(nóng)業(yè)面源污染主要為持久性有機污染物[多溴二苯醚(PBDEs)、六氯環(huán)己烷 (HCHs)][34]。張雪等[35]評估了長江下游流域水體重金屬污染風(fēng)險。結(jié)果表明：鉻、鉛、銅、汞、砷的殘留均值分別為4.276、1.866、5.762、0.016、1.421 μg·L?1，證實了重化工業(yè)高度密集的長江下游地區(qū)受鉻、銅污染較嚴重。劉明麗[36]發(fā)現(xiàn)：同國內(nèi)外其他水體中的污染相比，長江水體中多溴二苯醚和有機氯農(nóng)藥(六六粉和滴滴涕)處于中高水平，質(zhì)量濃度范圍及平均值分別為0.33～10.36 (3.49)、91.03～152.13(112.03)、11.71～54.53(31.43) μg·L?1；長江沉積物中六氯環(huán)己烷 (HCHs)處于中等污染水平，質(zhì)量分數(shù)范圍及平均值為4.75～45.12和15.47 ng·g?1。另外，被認為是污染物的微塑料(一般定義為直徑小于5 mm的塑料，其形狀主要分為碎片、纖維、顆粒和泡沫)吸收有毒化學(xué)物質(zhì)或病原體，然后通過食物鏈轉(zhuǎn)移至生物體內(nèi)[37]。SU等[38]已在太湖沉積物和地表水中檢測到微塑料，分別達11.0～234.6個·kg?1和3.4～25.8個·L?1。然而，目前對于微塑料缺乏成熟的檢測方法和標準豐度描述單位；微塑料對于生物的毒理反應(yīng)尚不明確，遷移累積造成的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)有待研究?？傊?，長江流域不同江段的水質(zhì)已經(jīng)受到中輕度污染，并且重金屬和微塑料對人體健康有極大威脅，需要進行長期監(jiān)測與研究，為長江水體的污染問題提供解決方案。

4 長江流域河岸植被緩沖帶構(gòu)建技術(shù)

4.1 河岸植被緩沖帶的空間布局

河岸植被緩沖帶的空間位置選擇很重要。如果選址不合理，那么地表徑流和污染物會繞過河岸植被緩沖帶直接進入河流。河岸植被緩沖帶垂直于地表徑流方向，通常設(shè)置在河岸下坡區(qū)域，且連續(xù)分布比間斷分布的截流截污效率更高[39]；在河岸的等高線上設(shè)置多條多年生植被緩沖帶，比直接設(shè)置在河流旁的植被緩沖帶效果更好[40]。

河岸植被緩沖帶空間結(jié)構(gòu)體系分為縱向空間結(jié)構(gòu)和橫向空間結(jié)構(gòu)[41]。針對長江流域上中下游不同區(qū)段，應(yīng)設(shè)置不同類型的植被緩沖帶。上游山高坡陡，以保持水土、固堤護岸為主；中游地勢緩和、淤積嚴重，以涵養(yǎng)水源、消浪減能為主；下游地勢平緩，人為活動頻繁，以截污凈化水質(zhì)和美化環(huán)境為主。在橫向空間結(jié)構(gòu)方面，根據(jù)岸坡常淹水區(qū)—周期性淹水區(qū)—陸地區(qū)的特點，適地適樹，因地制宜地設(shè)置水生植物群落、濕生植物群落和陸生森林植物群落。比如，在常水位以下可以種植蘆葦、香蒲等水生植物，在常水位附近種植杞柳Salix integra、紫穗槐Amorpha fruticosa等濕生灌木，在常水位以上至高水位可以種植耐水濕的中山杉Taxodium zhongshansha、池杉Taxodium ascendens、垂柳Salix babylonica和烏桕Sapium sebiferum等喬木樹種。

4.2 河岸植被緩沖帶寬度和坡度的確定

河岸植被緩沖帶寬度原則上應(yīng)根據(jù)徑流分布、徑流量、污染負荷量、緩沖帶立地條件以及植被類型等因素確定，但生態(tài)建設(shè)中緩沖帶寬度還受其他因素制約，如河岸特性、水文狀況、資金投入和業(yè)主要求等。此外，由于長江流域岸線跨度大，河岸結(jié)構(gòu)復(fù)雜等原因，長江流域河岸植被緩沖帶寬度應(yīng)根據(jù)不同河岸帶的特點和功能來確定。當河岸植被緩沖帶的功能是固岸護坡而侵蝕不嚴重時，寬度可窄些，一般10～15 m即可；當河岸侵蝕作用嚴重時，植被緩沖帶寬度至少20 m。當河岸植被緩沖帶的功能是過濾沉淀物質(zhì)和吸收污染物質(zhì)時，在高寬比小于15%的斜坡中，15 m左右寬的草地緩沖帶可以截留大量顆粒物和污染物；在較為陡峭斜坡或者土壤滲透能力較差的岸段，緩沖帶寬度應(yīng)達40 m或更寬。當河岸植被緩沖帶的功能是保護漁業(yè)時，植被緩沖帶寬度至少40 m。當河岸植被緩沖帶是野生動植物棲息地時，緩沖帶的寬度應(yīng)根據(jù)保護物種而定，通常120 m是所能接受的最小值[42]。

河岸植被緩沖帶寬度確定方法可以大致分為：基于復(fù)雜數(shù)學(xué)模型的寬度確定方法[REMM模型(riparian ecosystem management model)、CREAMS 模型 (the chemicals，runoff，and erosion from agricultural management systems)和 VFSMOD 模型 (the vegetative filter strip model)、基于簡單數(shù)學(xué)模型的寬度確定方法(Phillips水文模型、Phillips時間模型、Mander模型、Nieswand模型和SWAT模型)和其他確定方法[緩沖帶寬度設(shè)計工具(VSFMOD模型)、基于GIS的方法]等。坡度是對緩沖區(qū)寬度設(shè)置影響最大的因素。SWIFT[43]發(fā)現(xiàn)：植被緩沖帶寬度與坡度之間存在線性關(guān)系，緩沖帶的坡度每增加1%，寬度就要相應(yīng)增加0.12～0.42 m。這樣才能平衡徑流速度和侵蝕能力。所以，應(yīng)根據(jù)河岸帶具體情況確定坡度和植被緩沖帶寬度。

4.3 河岸植被緩沖帶植物配置與選擇

河岸植被緩沖帶植物配置應(yīng)從垂直和水平方向考慮。水域垂直方向上配置不同沉水、浮水和挺水植物群落，陸地垂直方向上配置不同的喬、灌、草、藤植被結(jié)構(gòu)，提高生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性；在水平方向上，按照不同河段自然演替模式，先種植當?shù)叵蠕h物種對河岸進行穩(wěn)固，然后再種植其他適應(yīng)性和生態(tài)功能性強的物種恢復(fù)緩沖帶的植被。通過合理配置不同植物，選擇適宜密度，通過相互適應(yīng)和競爭，保證河岸植被緩沖帶的植物群落共生與健康穩(wěn)定。

河岸植被緩沖帶植物的選擇應(yīng)遵循如下原則：①適地適樹原則。針對長江流域不同河岸特點，選擇適應(yīng)性廣、保持水土和凈化環(huán)境能力強的植物，最大限度地發(fā)揮植被緩沖帶的生態(tài)功能。優(yōu)先選擇鄉(xiāng)土植物，適當引進外來物種。②喬灌草藤相結(jié)合原則。充分利用草、藤本植物速生、覆蓋率高，灌木和喬木植物冠幅大、根系深的特點，增加植物群落的覆蓋度，有效發(fā)揮林分遮陰效應(yīng)和林冠截留作用，防治土壤侵蝕。③常綠與落葉樹種混交原則。常綠樹種和落葉樹種混交可以形成明顯的季相變化，既增加地表覆蓋，具有遮陰作用，又能攔截污染物和防治水土流失。④陽性和陰性植物相結(jié)合原則。為提高光能利用率，豐富生物多樣性，在植物群落配置過程中，應(yīng)將喜光植物和耐陰植物有機結(jié)合起來。⑤物種共生相容原則。根據(jù)生態(tài)位理論和互利共生原則，選用的植物應(yīng)在空間和營養(yǎng)生態(tài)位上具有一定的差異性，避免種間激烈競爭，保證植物群落的穩(wěn)定性。⑥景觀生態(tài)相結(jié)合原則。以遵循自然規(guī)律為出發(fā)點，在最大限度維持原有地貌的基礎(chǔ)上，盡可能結(jié)合長江流域不同河岸帶生態(tài)環(huán)境特征、園林景觀以及當?shù)匚幕M行設(shè)計，建設(shè)美麗長江岸線，使人類生活與生態(tài)環(huán)境和諧協(xié)調(diào)。

4.4 河岸植被緩沖帶的管理

加強河湖水域岸線管理保護，恢復(fù)河湖水域岸線生態(tài)功能。各級河長制定經(jīng)濟激勵措施，鼓勵人們認領(lǐng)并負責(zé)河岸帶的恢復(fù)與管理。河岸植被緩沖帶的管理對發(fā)揮其生態(tài)功能至關(guān)重要，尤其是營養(yǎng)積累潛力。在植被緩沖帶建成前期，部分未建成的岸段會出現(xiàn)匯流，進而產(chǎn)生“木桶效應(yīng)”；待植被緩沖帶建成后，草地對營養(yǎng)物質(zhì)的截留吸收，會形成氮庫，需要定期收割和清理。另外，建立河流及河岸帶的在線信息庫，監(jiān)測河岸帶植被建設(shè)情況和健康信息，以推動河岸植被緩沖帶建設(shè)，促使公眾更加關(guān)注河流及河岸帶健康。最后，還可頒布相關(guān)的法律、法規(guī)，依法管理。

5 研究展望

河岸植被緩沖帶是“綠色基礎(chǔ)設(shè)施”，生態(tài)功能巨大，但隨著經(jīng)濟的快速發(fā)展、城市化進程的加快以及外來物種的入侵等，導(dǎo)致長江流域河岸植被緩沖帶退化、生物多樣性降低和水體富營養(yǎng)化等生態(tài)環(huán)境問題，對該流域的生態(tài)安全以及社會經(jīng)濟的可持續(xù)發(fā)展構(gòu)成了嚴重威脅。當前，亟需對長江流域河岸植被緩沖帶進行深入、系統(tǒng)研究。為此提出以下建議：①開展河岸植被緩沖帶遮陰效應(yīng)的過程及機制研究。河岸植被緩沖帶起到緩沖極端天氣的作用，是一種潛在、有價值的氣候緩解措施。目前，中國關(guān)于長江流域植被緩沖帶的遮陰效應(yīng)研究較少，應(yīng)根據(jù)遮陰效應(yīng)的研究結(jié)果，討論遮陰的利弊問題以及遮陰效應(yīng)與緩沖極端氣候的聯(lián)系。②開展極端氣候條件下生態(tài)功能研究。雖然目前對河岸帶多種污染物的截留效果以及凈化機制進行了研究，但隨著全球極端氣候的增加，有必要進一步利用模型模擬極端氣候條件下(暴雨、干旱等)河岸植被緩沖帶的截流減污效應(yīng)，為植被緩沖帶的構(gòu)建提供參考依據(jù)。③開展景觀和流域尺度研究。在研究尺度上，目前多以微觀與中觀為主，針對景觀尺度和流域尺度的研究成果缺乏，應(yīng)利用遙感影像和各氣象站點數(shù)據(jù)，從景觀和流域尺度研究自然和人為活動對河岸植被緩沖帶生態(tài)過程和生態(tài)功能的影響，探討河岸植被緩沖帶綜合治理和管理模式。④建立植被緩沖帶綜合評價體系。應(yīng)用遙感技術(shù)、地理信息系統(tǒng)、全球定位系統(tǒng)、計算機模擬等數(shù)字化手段，對河岸植被緩沖帶地形、水文、植被和人為活動等進行實時監(jiān)控，結(jié)合野外觀察和采樣分析，綜合評價河岸植被緩沖帶的結(jié)構(gòu)和生態(tài)功能。