楊 高，李 穎，付波霖，吳計生，幸澤峰

（1.中國科學院 東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，吉林 長春 130102；2.中國科學院大學，北京 100049；3.桂林理工大學 測繪地理信息學院，廣西 桂林 541006；4.松遼水環(huán)境科學研究所，吉林 長春 130102）

1 研究背景

河岸帶是水陸交錯帶，指高低水位之間的河床及高水位之上直至河水影響完全消失為止的河漫灘［1-3］。作為河流與陸地生態(tài)系統(tǒng)之間生物、物理和化學組分相互影響的過渡帶［4］，河岸帶具有保護河流水質(zhì)、提供動植物棲息地、保護生物多樣性等一系列的生態(tài)服務功能［5-7］，同時也承擔著來自河流和陸地雙重的生態(tài)脅迫。大量污染物的排入以及植被帶的砍伐嚴重破壞了河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性，使得諸多功能因人類活動的干擾而逐漸喪失［8］。對河岸帶生態(tài)系統(tǒng)以及相關組分的生物、化學和物理聯(lián)系進行重建，將其恢復為能夠再次有效運行的近自然狀態(tài)，逐漸成為水資源規(guī)劃和可持續(xù)性研究的重要內(nèi)容［9-11］。近些年國內(nèi)也開展了大量的河岸帶生態(tài)保護和恢復工作［12-13］，但生態(tài)修復評估研究仍然處于起步階段，許多修復工程的治理效應由于評估工作的缺失導致無法驗證。

當前，國外多是針對河流的特點來定制河岸帶生態(tài)修復效應的評估指標及體系，諸如：Woolsey等對瑞士Thur河的修復評估，Klein等對美國紅河下游段生態(tài)修復評估，Buchanan等對于紐約中部的河流生態(tài)修復項目評估［14-16］。借鑒國外的工作基礎和體系，國內(nèi)也逐漸形成了城市內(nèi)河綜合整治效益評價體系、城市河流環(huán)境價值分類體系和河流生態(tài)系統(tǒng)恢復評價指標體系等評估方法［17-19］，側(cè)重于較小尺度的城市河流景觀及經(jīng)濟效益。這些傳統(tǒng)的人工統(tǒng)計方法多以實地監(jiān)測和公眾問卷調(diào)查為主，一方面工作量大、效率低、成本較高，并且容易受主觀因素和交通可達性的限制，另一方面大量的河岸帶修復工程長期缺失實測數(shù)據(jù)，難以實現(xiàn)河岸帶修復狀況的動態(tài)評估。

河岸帶的自然生態(tài)狀況包括物理、化學和生物三個方面，用完整性來表述其良好狀況，河岸帶物理結(jié)構(gòu)完整性（Physical Structural Integrality，PSI）是河流健康的重要組成部分，與河流健康密切相關，對河流保護、管理及社會服務功能的發(fā)揮具有重要意義［20-21］。同時，PSI作為河岸帶生態(tài)系統(tǒng)的基礎特征，是河岸帶生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的重要評估內(nèi)容與標準［22-23］。遼河保護區(qū)是中國首個以河流生態(tài)修復為目的成立的保護區(qū)［24-25］，通過對河岸帶生態(tài)修復效應進行評估，分析其驅(qū)動因子及工作不足，可以為將來的河流生態(tài)環(huán)境保護提供科學參考。本文以福德店至入?？诘倪|河干流為研究區(qū)，利用基于遙感（Remote sensing，RS）的河岸帶PSI評價方法定量評價2010年和2016年整個河岸帶的穩(wěn)定性狀況，統(tǒng)計分析該時期內(nèi)PSI的數(shù)值變化，將PSI作為修復效益的評價指標，進而對遼河干流的河岸帶生態(tài)修復工程效應進行定量評估。同時，通過計算2016年PSI值的空間統(tǒng)計量來識別修復后的河岸帶穩(wěn)定區(qū)及脆弱區(qū)，為將來更好地保護河流生態(tài)系統(tǒng)提供決策支持。

2 研究區(qū)及數(shù)據(jù)

2.1 研究區(qū)概況 遼河干流全長516 km，地理坐標位于121°38′—123°57′E，40°51′—43°06′N之間（圖1），屬溫帶濕潤、半濕潤大陸性季風氣候，年降水量在600～900 mm之間。東北部雨量較豐，植被較好，有東遼河、招蘇臺河、清河和柴河等主要支流；西部為低山丘陵地帶，主要支流有秀水河、柳河和繞陽河等，其中柳河水土流失非常嚴重，是中下游泥沙主要產(chǎn)區(qū)。遼河干流自北向南匯入渤海，流域內(nèi)地勢由東、西向中間傾斜，平均海拔4～60 m。

圖1 研究區(qū)位置

隨著人口增加和經(jīng)濟發(fā)展，遼河干流流域內(nèi)耕地面積持續(xù)擴大，林地、草地和水域面積趨于減少，特別是大量河灘地的開墾種植引發(fā)了水資源短缺、水質(zhì)惡化以及水土流失加劇等諸多問題，導致河岸帶生態(tài)環(huán)境更加趨于脆弱［26］。為此遼寧省于2010年劃定了從東、西遼河交匯處福德店至雙臺子河入海口的遼河保護區(qū)，對遼河干流實施自然封育、農(nóng)田撂荒、退耕還草還河，以重建河岸緩沖帶的植物群落系統(tǒng)，從而恢復河流生態(tài)完整性［24-25］。

2.2 數(shù)據(jù)源 考慮到自然植被生長狀況及影像云量的影響，并便于與2016年6月初的地面實測結(jié)果進行對比，本文采用的遙感數(shù)據(jù)為Landsat系列空間分辨率30 m的2010年6月中旬的TM影像和2016年6月中旬的OLT影像，軌道號分別是：119/30、119/31、120/31，用于提取研究區(qū)的土地利用信息，計算植被覆蓋度。其他數(shù)據(jù)包括：中國科學院地理所（周成虎）編制的1∶500000地貌數(shù)據(jù)和SRTM 90 m DEM數(shù)據(jù)；中國科學院東北地理所解譯的2015年的1∶100000的土地利用數(shù)據(jù)；松遼流域水資源保護局松遼水環(huán)境研究所提供的東北地區(qū)河岸帶濕地自然保護區(qū)界線和遼河干流堤防規(guī)劃矢量數(shù)據(jù)。以地貌數(shù)據(jù)、DEM數(shù)據(jù)和堤防矢量數(shù)據(jù)為基礎數(shù)據(jù)源，利用研究區(qū)的遙感影像來確定主河道中心線和河漫灘范圍。根據(jù)2015年的土地利用數(shù)據(jù)，結(jié)合地面調(diào)查，通過目視解譯分別生成研究區(qū)2010年和2016年的土地利用數(shù)據(jù)，土地利用類型包括林地、草地、旱地、水田和城鎮(zhèn)用地等，解譯總體精度為92.47%，Kappa系數(shù)為0.908。中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)下載的流域內(nèi)5個氣象站點的氣象數(shù)據(jù)表明，遼河干流2010年平均降水量為919.8 mm，2016年平均降水量為803.8 mm，并且在這兩年內(nèi)無干旱、洪澇等重大氣象災害事件，河岸帶受到自然因素的影響無明顯差異。

表1 評價河段劃分與監(jiān)測點位布設

地面實測以水利部水資源司2010年發(fā)布的《河流健康評估指標、標準與方法V1.0》［20］為標準，根據(jù)研究區(qū)地貌特征及河流幾何形狀，將遼河干流劃分為6個評價河段，在每個河段上選取3～5個監(jiān)測點，總共布設22個監(jiān)測點，評價河段及監(jiān)測點的分布情況見表1。每個監(jiān)測點選取3個監(jiān)測斷面（至少相隔200 m），分別對監(jiān)測斷面的左右岸設置10 m×30 m的取樣樣方區(qū)，作為河岸帶PSI調(diào)查評估區(qū)域。調(diào)查樣方內(nèi)的實測數(shù)據(jù)包括：斜坡傾角、自然植被覆蓋率、河岸沖刷狀況和人工干擾程度等。

3 研究方法

3.1 基于RS的河岸帶PSI評價方法 國外已經(jīng)在河流健康的監(jiān)測與評價方面開展了大量研究，形成了各自的河流健康評價方法，諸如：美國快速生物監(jiān)測協(xié)議（RBPs）、澳大利亞河流狀況指數(shù)方法（ISC）與河流形態(tài)結(jié)構(gòu)框架法（GRS）、英國河流生境調(diào)查（RHS）［27-28］。本文從遙感技術角度，選取國外PSI評價方法中具有代表性的監(jiān)測指標，并對水利部《河流健康評估指標、標準與方法V1.0》進行改進，采用河流水面寬度比反映河岸帶的岸坡傾角和斜坡高度狀況，利用河漫灘面積比來刻畫河岸基質(zhì)和岸坡沖刷程度［29-31］，形成基于RS的河岸帶PSI評價體系與方法（表2）。

表2 基于RS的河岸帶PSI評價指標及計算方法

遙感監(jiān)測評價方法彌補了地面實測在便利性、安全性和效率等方面的不足［32-33］，有效解決了時間序列上實測數(shù)據(jù)缺失的問題。為了全面考慮人類活動對河岸帶生態(tài)系統(tǒng)的影響效應，本文將整個河岸帶作為評價對象，并劃分為738個基本評價單元，實現(xiàn)了全面、連續(xù)、準確評價河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的要求。利用從遙感影像中提取的監(jiān)測指標對PSI進行加權(quán)計算，其賦分PFr的量化公式為：

式中變量見表3。

基本評價單元內(nèi)各個監(jiān)測指標以及PSI的賦分在0到100之間，數(shù)值越大表明河岸帶穩(wěn)定性狀況越好。參照水利部《河流健康評估指標、標準與方法V1.0》［20］，按河湖健康分級標準，將河岸帶PSI的健康狀態(tài)分為理想狀況［80，100］、健康［60，80）、亞健康［40，60）、不健康［20，40）和病態(tài)［0，20）等5個級別，等級劃分的判定閾值為20。

3.2 河岸帶生態(tài)修復效益評估 根據(jù)2010年與2016年的評價結(jié)果，綜合考慮河岸帶生態(tài)修復迫切性及難易程度（PSI值越低，河岸帶修復迫切性越強，難度越?。?，并參考河湖健康分級和相關河流生態(tài)修復項目效益量化方法［17-19］，對修復前后的PSI變化值進行密度分割，運用線性內(nèi)插方法賦予［0，100］的分值（表4），從而定量評估每個基本評價單元的河岸帶生態(tài)修復效應。假設2010年PSI值為x∈［a，b］，2016年PSI值為y∈［c，d］，a與b的差值賦分為［m，n］，修復前后PSI變化值的賦分為u∈［e，f］，則河岸帶生態(tài)修復效應賦分計算公式為：

表3 PSI監(jiān)測指標賦分及權(quán)重

表4 河岸帶PSI值變化賦分標準

將河岸帶生態(tài)修復效應劃為顯著（u≥20），較顯著（5≤u＜20）、一般（0≤u＜5）和差（u＜0）等4個級別，針對不同的修復效應，結(jié)合保護措施分析驅(qū)動因子，可以用作將來河流生態(tài)修復及評價工作的參考。

3.3 河岸帶空間結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性分析 河岸帶生態(tài)修復是一個持續(xù)的階段性過程，PSI空間聚類的分布特性在地理時空內(nèi)發(fā)生著變化。通過進一步探究修復后的河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性在空間上的離散狀況，分析PSI冷熱點的分布態(tài)勢，可以識別出當前階段的河岸帶穩(wěn)定區(qū)及脆弱區(qū)，為今后的河岸帶管理和保護提供科學依據(jù)。本文基于基本評價單元對2016年PSI評價結(jié)果進行局部空間自相關分析，采用熱點分析工具，選擇最佳閾值的固定歐幾里德距離法計算Getis-Ord Gi*統(tǒng)計量，公式表示為：

式中：xj是基本評價單元j的PSI值，wi，j代表單元i和j之間的空間權(quán)重（相鄰為1，不相鄰為0），n代表區(qū)域內(nèi)單元總數(shù)，是n個單元PSI的平均值，S是標準差，的統(tǒng)計結(jié)果用z得分表示，代表標準差的倍數(shù)［34］。

統(tǒng)計結(jié)果z值是具有顯著統(tǒng)計學意義的度量（表5），用來表述冷熱點的PSI值聚集特性。河岸帶PSI的熱點不僅具有較高的PSI值，還被同樣是高值的基本評價單元所包圍，是河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性強的河段；冷點則為PSI低值聚集的河岸帶脆弱或者潛在脆弱區(qū)域。正的z值越大意味著熱點在空間上的聚類越緊密，負的z值越小意味著冷點的聚類越緊密［35］。

表5 2016年河岸帶PSI的冷熱點統(tǒng)計值

4 結(jié)果分析

4.1 河岸帶PSI動態(tài)評價 按照河岸帶PSI的遙感監(jiān)測評價體系和《河流健康評估指標、標準與方法V1.0》中物理結(jié)構(gòu)的調(diào)查方法，逐級加權(quán)、綜合評分，分別得到研究區(qū)2010年與2016年基于RS的PSI評價結(jié)果以及2016年22個監(jiān)測點的地面實測結(jié)果（圖2）。兩種方法在監(jiān)測河段尺度上的PSI評價結(jié)果見表6。

圖2 2010年和2016年的河岸帶PSI評價結(jié)果

表6 監(jiān)測河段尺度上PSI評價結(jié)果

（1）對比分析2016年遙感方法和地面實測的PSI評價結(jié)果，可以得到以下結(jié)論：在監(jiān)測河段尺度上，整個遼河干流只有福德店-柴河口河段存在較大的誤差值7.13，其余5個河段均在3.5之內(nèi)；在監(jiān)測點尺度上，兩種方法評價結(jié)果僅在4個監(jiān)測點存在一定差異，但是仍在健康等級判定的閾值范圍內(nèi)，在其余監(jiān)測點的誤差值均小于7?？傮w來說，兩種方法的評價結(jié)果以及變化趨勢一致，充分驗證了基于RS的河岸帶PSI評價方法的可行性和準確性。

針對誤差值較大的監(jiān)測點和監(jiān)測河段，結(jié)合遙感影像進行分析，發(fā)現(xiàn)其主要原因是監(jiān)測點選擇缺乏典型性以及數(shù)據(jù)采集缺乏代表性。地面實測方法一方面考慮到采樣點的可達性和安全性，通常選擇大橋、村莊和道路附近等人工干擾較多的河岸帶作為監(jiān)測點；另一方面，監(jiān)測斷面上的調(diào)查樣方可以看作線狀的評價結(jié)果，無法全面兼顧周圍河岸帶的地表情況，用來代表面狀河段的結(jié)果會存在一定偏差。另外，調(diào)查樣方內(nèi)采取的目視估計方法以及遙感解譯時影像分辨率的限制也會產(chǎn)生誤差。

（2）生態(tài)修復前（2010年）整個河岸帶的物理結(jié)構(gòu)評價結(jié)果見圖3，遼河干流PSI平均值為63.47，有195.1 km（37.8%）河岸帶處于亞健康狀態(tài)。其中福德店-盤山閘河段的PSI平均值為60.83，標準偏差為3.62，說明大部分河岸帶處于或者接近于亞健康的狀況；盤山閘-雙臺子河口河段的PSI平均值高于80，而標準偏差為11.2，雖然整體處于健康甚至理想的狀態(tài)，但是部分河岸帶的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性較差。

修復后（2016年）的河岸帶PSI平均值達到了72.07，整體上處于健康狀態(tài)，并且有81.8 km（15.9%）河岸帶處于理想狀態(tài)（圖3）。但是，仍然有90.2 km（17.5%）河岸帶處于潛在的亞健康狀態(tài)（PSI＜65），并且遼河干流的標準偏差達到了7.56，說明基本評價單元之間的PSI值存在較大差異，河岸帶生態(tài)修復未完全達到預期目標。對比分析修復前后在基本評價單元及監(jiān)測點上的評價結(jié)果發(fā)現(xiàn)，除了盤山閘-雙臺子河口河段外，其余河段的PSI值都發(fā)生了比較明顯的變化。

圖3 遼河干流2010年與2016年PSI動態(tài)評價結(jié)果

4.2 河岸帶生態(tài)修復效應 通過對變化值進行定量分析及賦分，得到基于基本評價單元的河岸帶生態(tài)修復效應評價結(jié)果見圖4，經(jīng)過6年的生態(tài)保護之后，遼河干流388.1 km（75.2%）河岸帶的生態(tài)環(huán)境狀況得到不同程度的改善（表7）。

從圖4和表7可以看出，遼河干流的河岸帶生態(tài)系統(tǒng)得到了有效的保護和恢復，生態(tài)修復工程取得了非常好的效果。修復效應為等級1和2的河岸帶集中在福德店-柳河口河段、柳河口-小徐家房子后半部分河段和小徐家房子-盤山閘河段。針對修復效果較明顯（u≥5）的基本評價單元，定量分析評價結(jié)構(gòu)體系中遙感監(jiān)測指標的變化情況：自然植被覆蓋率得分增加了60.6，人工干擾程度得分增加了35.5，植被覆蓋度得分增加了13.9，河寬比平均得分減少了10.5。這是因為在2010年前，80%以上的河漫灘被開墾成耕地，并且沿岸的魚塘、采砂作業(yè)和人工建筑等人工干擾程度非常大，導致河岸的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性很差，保護區(qū)設立之后草地和林地等自然植被面積大幅增加，使得河岸帶健康狀態(tài)明顯提升。部分河段的硬性砌護處理雖然減輕了河岸侵蝕和水土流失，但是也阻隔了河流與洪泛區(qū)之間的水量交換，導致河岸帶對洪水吐納能力的降低。耕地面積的減少以及草地和喬木覆蓋率的增加是河岸帶狀況改善的主要驅(qū)動因子，土地利用格局的變化對河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性有顯著影響。

圖4 河岸帶生態(tài)修復效應評價結(jié)果

表7 遼河干流河岸帶生態(tài)修復情況（2010—2016年）

柳河口-小徐家房子前小部分河段的修復效果不理想（等級3和4，且2016年＜70 km），綜合實地調(diào)查及遙感影像判斷，該河段人口分布密集，耕地、人工建筑等干擾程度較大，河漫灘為大片的沙地，植被覆蓋度很低，因此河岸帶生態(tài)修復比較困難。對于影響河岸帶恢復的耕種行為及建設應進行禁止或遷移，以當?shù)貎?yōu)勢土著種為主，選擇性種植抗性的沙生植被、灌木及喬木來增加該區(qū)域的植被種類及數(shù)量，合理調(diào)控河岸帶生態(tài)修復水位，從而逐步恢復河岸帶的自然生態(tài)功能。

盤山閘-雙臺子河口河段雖然仍保持在理想狀態(tài)，但河岸帶有所降低。隨著旅游業(yè)、蟹養(yǎng)殖業(yè)和水稻種植業(yè)的快速發(fā)展，房屋建筑和道路等人工干擾增加，一定程度上影響了河岸帶的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。在開發(fā)利用河流生態(tài)、景觀和經(jīng)濟等資源時，需要科學規(guī)劃，注重保護，以免對河流生態(tài)環(huán)境造成嚴重的破壞。

4.3 河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性判定結(jié)果 采用空間熱點分析方法對遼河干流2016年的評價結(jié)果進行計算，研究結(jié)果（圖5）表明，修復后的存在1個較大的熱點地帶和4個較大的冷點地帶。熱點的Gi*統(tǒng)計量z得分大于1.65，局部空間自相關性強且為正相關，主要分布于盤山閘-雙臺子河口后大部分河段，該河段屬于天然沼澤濕地保護區(qū)，人為干擾相對較弱，河漫灘面積大，植被覆蓋率高，并且河流連通性強，是修復后河岸帶結(jié)構(gòu)處于穩(wěn)定狀態(tài)的高值聚集區(qū)域。河流物理結(jié)構(gòu)冷點的Gi*統(tǒng)計量z得分小于-1.65，是置信度在90%～95%之間的低-低聚集區(qū)域，河岸帶值在65左右，局部空間自相關性強且為正相關，主要分布于石佛寺水庫-小徐家房子河段和小徐家房子-盤山后半部分河段，是修復后遼河干流的河岸帶脆弱區(qū)，與修復效應不顯著的區(qū)域相對應，是下階段生態(tài)修復工作的重點關注區(qū)域。

另外，遼河干流51.1%的河段處于隨機分布區(qū)域，標志為z值處于-1.65和+1.65之間，河岸帶值在55～85之間。該區(qū)域的局部空間自相關性弱，基本評價單元之間的PSI差異較大，沒有顯著的高值或低值聚集。利用熱點分析方法對河岸帶PSI的空間聚集特征進行定量統(tǒng)計，可以靈敏、準確地識別出河岸帶結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定及脆弱區(qū)域，從而合理調(diào)整河流生態(tài)修復工程的規(guī)劃部署方向。

圖5 遼河干流2016年PSI冷熱點的空間分布

5 結(jié)論

本文利用傳統(tǒng)的地面實測方法以及遙感監(jiān)測評價方法對研究區(qū)2010年和2016年的河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性進行評估，兩種方法的評價結(jié)果整體上一致，進一步論證了基于RS的PSI評價方法的可行性，并且該方法在連續(xù)性、便利性和精確性等方面都具有顯著優(yōu)勢。本文還提出將PSI作為河岸帶生態(tài)修復效應評估標準，通過定量分析兩個時期遙感監(jiān)測評價結(jié)果的動態(tài)變化，結(jié)合PSI健康狀態(tài)的變化趨勢，從而有效地評價河岸帶生態(tài)修復效益，解決了由地面實測樣點數(shù)據(jù)量不足所導致的修復效果無法驗證的問題。動態(tài)評估結(jié)果表明：遼河干流388.1 km（75.2%）的河岸帶的PSI得到不同程度的提升，處于亞健康狀態(tài)的河段由37.81%減少到1.63%，其中福德店-石佛寺水庫河段的修復效果最為顯著。目前來看，遼河干流的河岸帶生態(tài)修復取得了很好的效果，將過度開發(fā)的河漫灘退耕還草、還河，是恢復河岸帶生態(tài)系統(tǒng)可行、有效的保護措施。對基于RS的PSI評價結(jié)果進行空間熱點分析，可以靈敏識別出不同時期河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定和脆弱的區(qū)域，對河流生態(tài)修復具有科學的指導意義。但是由于河流生態(tài)修復評估仍處于探索階段，指標、方法與標準都有待于進一步的完善，本文僅分析了河岸帶結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性的這一基礎特征，如何引入河岸帶生態(tài)系統(tǒng)的其他指標（如景觀、生物種群、水質(zhì)、社會經(jīng)濟狀況等）以獲得更加精確的修復后評估結(jié)果，還需要進一步的研究及論證。

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