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湖濱帶是湖泊流域水生態系統與陸地生態系統間一種非常重要的生態過渡帶，它具有攔截徑流污染物的緩沖功能、維持湖泊生物多樣性并提供野生動植物棲息地的生態功能、穩定湖岸控制土壤侵蝕的護岸功能。湖濱帶是湖泊的一道保護屏障，因為在非生物生態因子的環境梯度以及地形和水文學過程的作用下，礦物質、營養物質、有機物質和有毒物質必須通過各種物理、化學和生物過程穿過湖濱帶才能從流域進入湖泊水體。生態退化的湖濱帶往往造成植被破壞、生物多樣性下降、湖岸遭受侵蝕、水質惡化、景觀美學價值降低、洪澇災害頻繁，甚至影響人民的身體健康和生命財產安全。因此湖濱帶是健康的湖泊生態系統的重要組成部分和評價標志［1］。然而，湖濱帶生態系統健康涵義還未見明確闡述，湖濱帶生態系統健康評價的理論與方法的研究也遠遠不足。太湖是長江中下游著名五大淡水湖之一，屬于我國重點控制的“三湖”之一。近年來由于流域經濟的快速發展和不合理的開發利用導致太湖水質惡化，富營養化趨勢明顯，生態系統急劇退化，太湖湖濱帶生態系統的結構破壞嚴重，造成生境惡化、生態功能退化等問題，嚴重影響了湖濱帶的景觀、漁業、農業以及產業，經濟損失巨大［2-3］。鑒于此，選擇太湖湖濱帶為研究對象，研究湖濱帶生態系統健康評價體系，并對太湖湖濱帶生態現狀進行評價。 1太湖湖濱帶現狀 太湖湖濱帶的形狀如圖1，岸線總長405km［4］，其中環湖大堤占岸線全長的73%。根據2010年的測定，圖1太湖湖濱帶形狀及采樣點位設置Fig．1ThediagramoflittoralzoneofLakeTaihuandthelocationofsamplingsites梅梁灣段長76．2km，竺山灣段長37．7km，西部沿岸段長34．5km，南部沿岸段長56．2km，東太湖段長69．8km，東部沿岸段長87．7km，貢湖段長43．2km。健康的湖濱帶是由陸向輻射帶、水位變幅帶和水向輻射帶組成的［1］。但是太湖湖濱帶幾乎被環湖大堤及山體所包圍，天然的陸向輻射帶已基本不存在，且環湖大堤將水位變幅帶和水向輻射帶與陸域分離開來，原來的水陸物質交換也隨之阻隔，因此太湖湖濱帶的范圍就不再涵蓋陸向輻射帶。根據對太湖湖濱帶的水下地形、水文特征、植物群落分布考察，將太湖湖濱帶的范圍界定為大堤以內(水向)50—100m的環形區域。太湖湖濱帶主要存在以下生態、環境問題:(1)環湖大堤的阻隔及侵占:太湖湖濱帶是典型的大堤型湖濱帶，大堤的存在一方面將湖濱帶與緩沖帶分割開來，緩沖帶的水流不能通過漫流直接入湖，只能在緩沖帶較上游進入河道，通過通湖的較大河流入湖;另一方面大堤直接侵占了湖濱帶濕地植物的生長空間，并通過風浪的作用強化了對湖濱帶基底的淘蝕作用，加劇了湖濱帶生境條件的退化。(2)水環境質量普遍較差:根據2008—2011年的持續調查發現，除東太湖、貢湖湖濱帶階段性的相對較好外，其他均為IV類、V類，夏季竺山灣甚至達到劣V類，生物物種以耐污型為主。(3)水生植物大面積消失且分布不均:以挺水植物為例，湖濱帶挺水植物面積由20世紀80年代的64．6km2，下降到2008年的6．38km2，縮小了近90%。沉水植物主要集中在東太湖，其他湖區相對較少;挺水植物主要分布在西部沿岸、北部湖灣區，而東太湖相對較少。(4)生態脆弱性持續增加:根據生態脆弱性綜合評價分析結果，太湖湖濱帶生態脆弱性狀況在1978年最輕，持續到1991年其狀況均為輕脆弱性;而從1996年至2008年，太湖湖濱帶生態環境脆弱性指數總體上呈現上升趨勢，2008年已經達到為強脆弱性［5］。 2太湖湖濱帶生態系統健康評價研究 2．1評價方法的選擇 選擇合適的評價方法是進行生態系統健康評價的關鍵步驟。用于湖泊領域的生態系統健康評價方法主要包括以下3種:指示生物法、壓力-狀態-響應(Pressure-State-Response，PSR)法、生態健康綜合指數法(EcologicalHealthComprehensiveIndex，EHCI)。(1)指示生物法主要根據生態系統中指示物種的多樣性和豐富度，確定豐富度指數或完整性指數(如生物完整性指數)。當生態系統受到外界脅迫后，這些指示物種的適宜生境受到脅迫，它們的結構功能指標將產生明顯的變化。但是這種方法不宜單獨使用，因為生態系統非常復雜，僅依靠某一類敏感物種表示系統變化不可能展現出清楚的因果關系［6］。湖濱帶是由多種生物構成的非平衡開放性復雜生態系統，因此不適合采用指示生物法反映其生態系統的狀態或變化趨勢。(2)壓力-狀態-響應(PSR)法是基于OECD(OrganizationofEconomicCo-operationandDevelopment，聯合國經濟合作開發署)建立的PSR模型框架構建的［7］。該模型區分了3類指標，即壓力指標、狀態指標和響應指標，其中壓力指標表征人類的經濟和社會活動對環境的作用;狀態指標表征特定時間階段的環境狀態和環境變化情況，包括生態系統與自然環境現狀，人類的生活質量和健康狀況等;響應指標指社會和個人如何行動來減輕、阻止、恢復和預防人類活動對環境的負面影響，以及對已經發生的不利于人類生存發展的生態環境變化進行補救的措施。PSR評價方法廣泛地應用于區域環境可持續發展指標體系研究、水資源、土地資源指標體系研究中，也有人嘗試將該方法應用到湖濱帶的生態系統健康評價中［8-9］，但是湖濱帶的特點是長度大但寬度小，分散到每個行政區域的總面積并不大，因此很難看出不同行政措施對湖濱帶的影響;另外由于太湖大堤在很大程度上削減了外界人口、經濟、社會的影響，所以PSR方法并不適合太湖湖濱帶的生態系統健康評價。(3)綜合健康指數法是通過建立多層次、多指標的綜合健康指數體系，對系統的生態健康狀態進行定量的評價與比較，該方法的基本原理簡單，計算簡便，結果可靠、直觀，在生態系統健康評價中已經有相當廣泛的應用［10-11］。鑒于以上分析，太湖湖濱帶的生態系統健康評價選用了綜合健康指數法。 2．2湖濱帶生態系統健康的定義及綜合健康指數分級 根據多年對湖濱帶系統的研究結果［1-3］，將健康的湖濱帶生態系統定義為:湖濱帶的生物多樣性及生態系統結構基本穩定，生態系統的能量輸入和物質循環正常，局部節點的能量和物質累積沒有導致湖泊功能退化和水環境質量下降，具有良好的自適應性和自我修復能力。就太湖來講，健康的湖濱帶生態系統應該具有足夠的湖濱灘地、較強的水體自凈能力、適宜的清潔度、較豐富的生物多樣性，能夠發揮應有的攔截污染物、提供生物棲息地、穩固湖岸以及增加景觀美學潛力。參照湖泊等其他類似生態系統的健康評價，設立湖濱帶生態系統健康綜合指數(EHCI)，值越大代表健康狀態越好，將湖濱帶生態系統健康狀態分為很健康、健康、亞健康、疾病、嚴重疾病5級，詳見表1。#p#分頁標題#e# 2．3評價指標體系的構建 采用綜合健康指數法構建湖濱帶生態系統健康評價體系的重要環節是指標體系的設定、指標的選擇，而這些都是基于對湖濱帶生態系統健康的正確理解基礎上的。借鑒其他類似生態系統的健康評價方法［12］，將太湖湖濱帶生態系統健康評價指標體系設計成遞階層次結構，即由目標層、準則層和指標層構成。 (1)目標層 目標層用以反映健康狀況的總體水平，用生態系統健康綜合指數(EHCI)表示。EHIC是根據準則層和指標層逐層聚合的結果。 (2)準則層 準則層從不同側面反映湖濱帶生態系統健康狀況的屬性和水平，是確定主要影響因子范圍的關鍵構建層。著名湖沼學家JacobKalff指出在研究某個湖泊、濕地或者其中一部分的時候，影響因子的空間有效性是十分重要的，如果錯誤的放大尺度效應，會導致人為強化無關因子同時又弱化了主要因子［13］。在太湖湖濱帶這樣一個范圍窄小且有大堤阻斷的特定區域內，氣候因子、現有的針對性不強的行政措施、外延區域的人口密度、人群文化素質、經濟發展等很難有顯著的影響，所以這些因子均不作為采納指標。借鑒濕地、河海岸帶等類似的生態類型的評價方法［14-15］，湖濱帶的生態健康評價也可以從化學指標、生物指標、物理指標3大類來設定?；瘜W指標采用湖濱帶的水質、底泥的清潔狀況;生物指標采用岸帶植被狀況、其他生物(浮游動物、浮游植物、底棲動物)狀況;物理指標采用岸帶物理狀況(岸內灘地面積)。鑒于以上分析，最終將太湖湖濱帶的生態健康系統評價的準則層確定為以下5個方面:水質狀況、底泥狀況、植被狀況、其他生物(浮游動物、浮游植物、底棲動物)狀況、岸帶物理狀況。 (3)指標層 指標層是在準則層下選擇若干指標所組成。依據目的性、綜合性、主導因子以及可操作性4項原則，選擇能反映湖濱帶生態變化趨勢、涵蓋全面且無重復、有主導性、可搜集和可統計的指標。按照準則層設定的5個方面，分別確定其包含的指標，共計15個指標:①水質狀況指標共計7項，除了選用《地表水環境質量標準》(GB383—2002)中對湖庫水質關注的高錳酸鹽指數、總氮、總磷、氨氮、溶解氧5項主要指標，還選用了與湖泊水體狀態密切相關的透明度和總懸浮顆粒物2項指標;水質指標中沒有采用葉綠素值，主要是考慮到湖濱帶的水生植物也會產生大量葉綠素，從而葉綠素濃度的大小不能反映藻類密度;且浮游植物的測量結果完全可以反映藻類密度的情況。②底泥狀況選用總氮、總磷、總有機質3項作為評價指標。由于太湖沉積物的有毒有機污染物、重金屬濃度尚屬低風險范疇［16-17］，所以可以忽略。③通常湖濱帶的植物包括濕生植物、挺水植物、浮葉植物、漂浮植物、沉水植物;其中挺水植物是最具有湖濱帶特征的典型植物，也是太湖湖濱帶中最主要的植物［2］，因此選用挺水植物的覆蓋率作為該項唯一的評價指標。④其它生物狀況選用底棲動物、浮游動物、浮游植物3項主要指標。⑤岸帶物理狀況通常指岸帶穩定性、岸內灘地面積、親水景觀舒適度［12］，而影響太湖湖濱帶生態系統健康的主要因子是岸內灘地面積，因為它直接影響水生植物的分布、野生動植物棲息環境、岸堤的穩固和親水景觀的可塑空間，所以確定岸內灘地面積為岸帶物理狀況的唯一指標。根據以上原則，確定的太湖湖濱帶健康評價體系如圖2所示。 2．4指標層參照標準確定 生態系統健康評價是建立在與參照標準對比基礎上的，用來參照或比較的標準可以采用國家環保部已經制定的一系列環境保護標準，也可以查詢國外有關標準或查詢公認的數量界限或者采用生態系統所在地域的平均本底值［18］。表2列出了15項指標因子的參照標準值及其確定依據，參照標準值用來sij表示，即為i指標在j點位的參照標準。 2．5數據的收集和無量綱化處理 于2010年8月份對全太湖湖濱帶33個點位進行了全面的水質、底泥、生物、岸帶情況調查(圖1)，作為生態系統健康評價的基礎數據。由于各指標的量級有很大的差別，不能直接進行計算，通常采取無量綱化處理，以便對各樣本指標進行綜合分析并使結果具有可比性［24］。這里采用比值法進行數據的無量綱化處理，其計算公式為:rij=xij/sij(1)或者rij=sij/xij(2)式中，xij是i指標在采樣點j的實測值;sij是指標因子的參考標準。當指標因子數值越小，健康程度越好時，選用公式(1)來計算，例如水質中的高錳酸鹽指數、總氮、總磷等10項指標;反之，則選用公式(2)來計算，包括溶解氧、透明度、挺水植物分布、浮游動物多樣性指數以及岸內灘地面積5項指標。 2．6評價指標權重的確定 權重的確定尤為重要，目前確定權重的方法主要有主觀賦權法和客觀賦權法。主觀賦權法最常見的是專家打分法，其優點是概念清晰、簡單易行，可抓住生態系統健康評價的主要因素，但需要尋求一定數量的有深厚經驗的專家給予打分;客觀賦權法是由評價指標值構成的判斷矩陣來確定指標權重，最常用的熵值法本質就是利用該指標信息的效用值來計算，效用值越高，其對評價的重要性越大。本研究將以上兩種方法有機的結合起來，使所確定的權重同時體現主觀信息和客觀信息，采用專家打分法確定準則層權重，熵值法確定指標層的權重。 (1)準則層B權重的確定方法 該層次的權重系數采取專家打分法確定，將評價指標做成調查表，邀請專家進行打分，滿分為10分，分值越高表示越重要。通過對咨詢結果進行整理后的判斷矩陣，計算每個準則層的權重系數(表3)。 (2)指標層C權重的確定方法 由于每一準則層下有多個指標層，各個因素的數據由實際調查所得，為了使其更具有客觀性，本層次的權重系數由熵值法確定。2．7湖濱帶生態系統健康綜合指數的計算各指標的無量綱化值和指標熵權確定后，代入下式，即可求得湖濱帶生態系統熵權綜合健康指數:EHCI=∑mj=1［W(CA)i×rij］×100(8)EHCI為湖濱帶生態系統健康的綜合指數值;rij為評價指標的無量綱化值，此處需滿足0≤rij≤1，大于1的按1取值。#p#分頁標題#e# 2．8評價結果 根據表1中EHCI指標數據，采用公式(8)計算出2010年太湖湖濱帶的各個采樣點的生態系統健康綜合指數如圖3所示。33個點位中為“很健康”、“健康”、“亞健康”、“疾病”、“嚴重疾病”的分別占0%、24．2%、21．2%、51．5%及3．0%，也即超過一半的點位處于“疾病”狀態。生態狀態為“健康”的點位主要分布在東太湖和貢湖東南區域，“疾病”狀態的點位主要分布在竺山灣、梅梁灣和西部沿岸及貢湖北段。另外，表4按太湖湖濱帶7個區段的劃分列出了其平均生態系統健康綜合指數，該結果表明太湖湖濱帶生態系統健康整體狀況較差，只有東太湖剛剛超過“健康”分數的下限，東部沿岸、貢湖、南部沿岸均處于“亞健康”狀態，而梅梁灣、竺山灣、西部沿岸屬于“疾病”狀態，且竺山灣的生態健康狀態最差。 3分析與討論 3．1關于評價權重 準則層B相對于目標層A的權重是根據專家打分并進行統計處理后得到的。按照權重系數的大小，準則層B各個因素的相對重要性排序為:湖濱帶植被狀況B3(0．2245)＞水質狀況B1(0．2092)＞岸帶物理狀況B5(0．2078)＞其他生物狀況B4(0．1841)＞底泥狀況B2(0．1743)。其中，植被狀況B3(0．2245)、水質狀況B1(0．2092)和岸帶物理狀況B5(0．2078)這3個因素的權重系數較大，并且3者權重之和(0．2245+0．2092+0．2078=0．6415)大于0．5，即這3個因素的權重之和大于另外2個指標的權重之和，即“植被狀況”、“水質狀況”和“岸帶物理狀況”屬于準則層B中最重要的因素，且“植被狀況”顯得尤為重要。指標層C相對于準則層B的權重是用熵值統計法得出的。(1)在水質狀況B1所對應的7項指標中，總磷C13(0．4481)的權重最大，其次為氨氮C14(0．2719)，2者權重之和(0．72)大于0．5，即水質狀況中的“總磷”和“氨氮”屬于最重要的因素。(2)在底泥狀況B2所對應的3項指標中，總磷C22(0．4749)的權重最大，其次為總氮C21(0．4109)，這2個因素的影響要明顯高于總有機物C23(0．1142)。(3)在植被狀況B3中由于只選擇了1項指標因子“挺水植物覆蓋率C31”，因此它的相對權重為1。(4)在其他生物狀況B4所對應的3項指標中，浮游植物密度C42(0．7984)的權重最大，且大于其它2項之和，為其中最重要的因素。(5)岸帶物理狀況B5只有1項指標因子“岸內灘地面積C51”，所以它的相對權重為1。指標層C相對于準則層A的權重是由公式(7)計算得出的，可以通過該層權重的大小直接判斷所有指標因子的相對重要性。15個指標因子中權重最高的前3個依次為:挺水植物覆蓋率C31(0．2245)＞岸內灘地面積C51(0．2078)＞浮游植物密度C42(0．1470)，這3項指標的權重之和(0．5793)＞0．5，也即這3項為最重要的指標因子，對湖濱帶生態系統健康評價結果會起到決定性的作用。 3．2關于評價結果 由評價結果可知，太湖湖濱帶中，梅梁灣、竺山灣、西部沿岸均屬于“疾病”狀態，影響它們健康狀態的主要因素是挺水植物覆蓋率低、岸內灘地面積少、浮游植物密度高、磷濃度高。例如，梅梁灣5個調查點位的岸內沒有任何灘地，也無挺水植物生長，且浮游植物密度最高達2．5×109個/L。竺山灣受夏季東南風的影響造成大片有害藻堆積，浮游植物密度最高值(3．3×109個/L)就出現在這一區段;另外竺山灣點位水質及底泥的總磷含量在全湖濱帶都是最高的。西部沿岸的調查點位中有3個點缺乏岸內灘地面積，挺水植物生長稀少，并且其底棲動物HBI生物指數也是最高的。另外，依據評價結果，唯一處于“健康”狀態東太湖區段，該段具有大面積的岸內灘地，挺水植物生長茂盛，浮游植物密度相對較低。本方法的計算結果與太湖湖濱帶各分區的實際調查情況相符合［21］，即竺山灣的生態狀況最差，梅梁灣的次之;北部區段的生態狀態明顯劣于南段及東南段區域的;東太湖的生態狀態相對較好。胡志新等［25］采用湖泊生態系統健康的系統能、系統能結構、生態緩沖容量和湖泊營養狀態指數的研究也顯示類似結果，即太湖生態系統健康呈現由東南部湖區向西北部湖區遞減的趨勢。馬陶武等［22］運用底棲動物綜合生物指數法對太湖60個采樣點位的清潔度分析也有同樣證明了東太湖區域的健康狀態相對較好，在太湖15個清潔樣點位中有9個樣點分布在東太湖。這說明本研究采用專家打分與熵值權重法結合的生態系統健康綜合指數法對其進行生態系統健康的評價結果是可信的、方法是可行的。 4結論與建議 太湖湖濱帶生態系統的特點是湖岸類型以大堤型為主、水環境質量普遍較差、水生植物大面積消失且分布不均、生態脆弱性持續增加。據此設計了太湖湖濱帶生態系統健康評價指標體系，對整個太湖湖濱帶生態系統進行了評價分析，得出以下研究結論: (1)湖濱帶生態系統健康綜合指數體系中的準則層及指標層的權重系數研究結果顯示，準則層5個因素的重要性排序為湖濱帶植被狀況＞水質狀況＞岸帶物理狀況＞其他生物狀況＞底泥狀況;15個指標因子中權重系數最高的前3個因子依次為挺水植物覆蓋率＞岸內灘地面積＞浮游植物密度，這3個因子的權重系數之和大于0．5，對最終評價結果起到決定性的作用。 (2)綜合評價結果顯示，太湖湖濱帶生態系統健康狀況不容樂觀，梅梁灣、竺山灣、西部沿岸的湖濱帶均處于“疾病”狀態;南部沿岸、東部沿岸、貢湖的湖濱帶均處于“亞健康”狀態;只有東太湖湖濱帶屬于“健康”狀態。該評價結果與太湖湖濱帶實際調查情況以及前人對于全太湖的研究相符，說明建立的評價方法是可行的。 但是，本文中所應用的健康狀態等級劃分模式，不易準確評價兩個鄰近等級的邊界值。如果利用多次或長期的湖濱帶生態調查結果，采用本文的湖濱帶生態系統健康方法，對湖濱帶不同時空的生態系統健康狀態的比較和變化趨勢分析，能夠得出更準確的結果。本研究對進一步完善湖泊生態系統健康評價體系具有一定的參考價值，同時也為湖泊管理、湖濱帶的生態修復及工程決策提供科學依據。#p#分頁標題#e#