張東旭,郭晉平

(1.山西大同大學(xué)農(nóng)學(xué)與生命科學(xué)學(xué)院,山西 大同 037009;2.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院;山西 太谷 030801)

我國(guó)土地開(kāi)發(fā)利用歷史悠久,流域河道和河岸 帶深受人類活動(dòng)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(shè)、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(kāi)發(fā)利用不斷加劇,已經(jīng)對(duì)河岸帶構(gòu)成了強(qiáng)烈干擾。這些干擾導(dǎo)致河岸帶結(jié)構(gòu)發(fā)生改變,功能退化嚴(yán)重;河岸帶與河流及高地之間的生態(tài)聯(lián)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(guó)開(kāi)展河岸帶生態(tài)學(xué)研究具有非常重要的意義。筆者對(duì)我國(guó)河岸帶研究的歷史及最新進(jìn)展進(jìn)行了系統(tǒng)的回顧和總結(jié),以期促進(jìn)我國(guó)河岸帶生態(tài)學(xué)的科學(xué)研究、管理及決策。

1 我國(guó)河岸帶研究發(fā)展簡(jiǎn)史

20世紀(jì) 80年代之前,國(guó)內(nèi)關(guān)于河岸帶生態(tài)學(xué)研究的論文僅有兩篇[2,3]。隨著我國(guó)改革開(kāi)放事業(yè)的全面推進(jìn),關(guān)于河岸帶的生態(tài)學(xué)研究開(kāi)始得到重視。1996年,陳吉泉把國(guó)外關(guān)于河岸帶定義、河岸帶在流域生態(tài)學(xué)中的功能等最新信息介紹到我國(guó)[1],極大地刺激和推動(dòng)了我國(guó)河岸帶生態(tài)學(xué)的發(fā)展。近些年,中國(guó)國(guó)家自然科學(xué)基金中河岸帶生態(tài)學(xué)項(xiàng)目逐年增加,由此也可以看出,我國(guó)河岸帶研究的歷程和新氣象。

目前我國(guó)以流域?yàn)閷?duì)象開(kāi)展的研究工作,一部分是關(guān)于流域生態(tài)安全及其評(píng)價(jià)、流域水源利用、水文地質(zhì)災(zāi)害防治、水污染防治、河岸侵蝕和保護(hù)、水利工程等領(lǐng)域;另一部分是關(guān)于河岸帶植被結(jié)構(gòu)、物種多樣性、緩沖功能、廊道功能、河岸帶動(dòng)態(tài)及其影響因素等河岸帶生態(tài)學(xué)領(lǐng)域。

2 我國(guó)河岸帶植被研究進(jìn)展

國(guó)內(nèi)對(duì)河岸帶植被的研究主要集中在塔里木河流域、黑河流域、長(zhǎng)江三峽段、香溪河流域、長(zhǎng)白山北坡的二道白河流域以及關(guān)帝山文峪河流域等,研究的內(nèi)容主要有植物區(qū)系、植被格局、群落結(jié)構(gòu)、環(huán)境梯度以及生理生態(tài)等領(lǐng)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(diǎn):植物區(qū)系非常單調(diào)、群落結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單、生物多樣性指數(shù)和物種豐富度指數(shù)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(jī)質(zhì)[8]。雖然徑流、水位和土壤的物理性質(zhì)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(jié)構(gòu)和分布格局的決定性因素。如改變洪水過(guò)程,必將對(duì)河岸帶的天然林結(jié)構(gòu)及更新演替帶來(lái)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(shí)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(jī)制是荒漠河岸植物群落生態(tài)過(guò)程與水文機(jī)制研究的核心問(wèn)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(huì)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(duì)額濟(jì)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(duì)氣孔開(kāi)閉的控制作用[14]。

在塔里木河下游恢復(fù)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(yán)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(fù)林的[16]。黑河分水工程對(duì)荒漠河岸帶胡楊林的繁殖更新無(wú)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(xiàn)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(shù)、植被蓋度、植株密度、物種多樣性指數(shù)和豐富度指數(shù)均明顯增加,河水漫溢提高了土壤種子庫(kù)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(xiàn)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(gè)區(qū)域[20],說(shuō)明河岸帶在保護(hù)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(guān)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(shì)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(shù)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(duì)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(dǎo)致的空間異質(zhì)性和小地形對(duì)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(tái)地的出現(xiàn)和消失[25]、季節(jié)變化[26]、土地利用方式[27]等對(duì)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(kù)在橫向上表現(xiàn)為距河流越遠(yuǎn)種子庫(kù)密度越大[29]。

3 河岸帶土壤研究進(jìn)展

河岸帶土壤一般介于河流與農(nóng)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(guò)濾各種營(yíng)養(yǎng)元素,維持和保護(hù)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(guān)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(duì)于消除溶解在地表徑流中的污染物應(yīng)當(dāng)具有更高的效率[33]。

河岸帶土壤脫氮的主要?jiǎng)恿κ窍趸饔门c反硝化作用,氮素營(yíng)養(yǎng)在滲濾過(guò)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(nóng)田背景下的森林河岸帶土壤反硝化強(qiáng)度最大,裸地河岸帶土壤反硝化強(qiáng)度最小;森林背景下土壤反硝化強(qiáng)度的大小順序?yàn)榻苑ズ影稁В旧趾影稁В静莸睾影稁?此外,河岸帶表層土壤的反硝化強(qiáng)度大于底層,其反硝化強(qiáng)度受可利用碳、硝態(tài)氮的限制,各類型河岸帶以農(nóng)田背景下森林河岸帶土壤反硝化潛力最大[35,36]。對(duì)于恢復(fù)后的河岸帶來(lái)說(shuō),其土壤微生物數(shù)量、土壤動(dòng)物的種類和數(shù)量,如同土壤有機(jī)質(zhì)、氮、磷以及鉀一樣,顯著高于未恢復(fù)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(dǎo)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(jī)氮的礦化作用[38]。苯胺在河岸滲濾系統(tǒng)中主要通過(guò)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(guò)程中產(chǎn)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(duì)苯胺有很強(qiáng)的降解能力,而且降解的苯胺僅有少部分經(jīng)過(guò)脫氨作用,絕大部分與腐殖質(zhì)以共價(jià)鍵形式形成螯合物供微生物降解,降解過(guò)程不產(chǎn)生對(duì)環(huán)境微生物有毒的中間產(chǎn)物,能連續(xù)降解[40]。

森林和草地河岸帶都能夠有效截留來(lái)自農(nóng)田土壤水中的硝態(tài)氮,對(duì)溪流水質(zhì)起到很好的保護(hù)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(jī)理與濕地相似[42]。河岸帶越寬,對(duì)氮素的清除效率越高;越靠近溪流岸邊的地方,對(duì)氮的清除效率越高;氮素污染物在進(jìn)入河岸帶后,河岸帶對(duì)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(guò) 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(wú)植物帶的水域溶解氧含量穩(wěn)定,且夏季水溫更低,說(shuō)明在河道修復(fù)中植物帶對(duì)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(xiàn)出不同特點(diǎn),在河岸帶修復(fù)時(shí)盡可能保證水生植物的多樣性[44]。

5 問(wèn)題與建議

綜上所述,國(guó)內(nèi)河岸帶生態(tài)研究以河岸帶植被為對(duì)象在群落和種群尺度開(kāi)展較多,將河岸帶整體作為研究對(duì)象從景觀生態(tài)學(xué)角度開(kāi)展的研究工作很少,河岸林的基本特征、動(dòng)態(tài)變化和影響因素等基本問(wèn)題都沒(méi)有搞清楚,研究工作還不夠深入?，F(xiàn)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(guān)系等方面,無(wú)法為我國(guó)大量嚴(yán)重退化的山地河岸帶保護(hù)、恢復(fù)和管理提供理論指導(dǎo),更無(wú)法制定針對(duì)性的經(jīng)營(yíng)管理方式,導(dǎo)致近年來(lái)流域生態(tài)安全問(wèn)題頻繁發(fā)生。這種狀況與我國(guó)面臨的河岸帶大量消失、功能嚴(yán)重退化以及恢復(fù)問(wèn)題突出的現(xiàn)實(shí)極不相稱,需要進(jìn)一步反思流域管理的生態(tài)學(xué)基礎(chǔ)科學(xué)問(wèn)題,開(kāi)展更多的深入扎實(shí)的研究工作。

針對(duì)我國(guó)河岸帶研究中存在的問(wèn)題,建議加強(qiáng)河岸帶功能、過(guò)程及其相互關(guān)系的研究,具體內(nèi)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(duì)河岸帶生境類型的劃分,從斑塊、河段和支流 3個(gè)尺度上對(duì)河岸帶物種多樣性格局進(jìn)行分析,并闡明其控制因素和機(jī)制。4)加強(qiáng)河岸帶對(duì)高地面源營(yíng)養(yǎng)物、沉淀物和污染物的攔截過(guò)濾過(guò)程的研究,建立量化傳輸模型,進(jìn)行不同河岸帶類型間的比較研究,說(shuō)明河岸帶對(duì)景觀物質(zhì)通量的影響和控制作用。5)對(duì)典型流域河岸帶向溪流輸入有機(jī)質(zhì)的過(guò)程及數(shù)量進(jìn)行研究,并建立周轉(zhuǎn)過(guò)程模型。6)對(duì)上述研究成果進(jìn)行整合,揭示河岸帶空間格局、組成結(jié)構(gòu)與這些功能過(guò)程的關(guān)系,建立概念模型并爭(zhēng)取發(fā)展成數(shù)量模型,定量分析河岸帶空間格局與其關(guān)鍵性功能過(guò)程的相互制約關(guān)系,為確定河岸帶規(guī)劃與設(shè)計(jì)的幾個(gè)重要參數(shù)提供依據(jù),提出河岸帶保護(hù)、恢復(fù)、建設(shè)中河岸林空間配置和布局的原則和依據(jù),提出流域尺度和局部河岸帶規(guī)劃及設(shè)計(jì)的若干原理。

此外,科學(xué)家有義務(wù)推動(dòng)河岸帶生態(tài)學(xué)研究成果向現(xiàn)實(shí)生產(chǎn)力轉(zhuǎn)化,提高各級(jí)政府部門領(lǐng)導(dǎo)、社會(huì)和群眾對(duì)河岸帶重要性的認(rèn)識(shí),從而實(shí)現(xiàn)對(duì)河岸帶的科學(xué)利用、保護(hù)、修復(fù)、重建和管理。

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