全 文 ：第 33卷 第 4期 生 态 科 学 33(4): 631−641
2014 年 7 月 Ecological Science Jul. 2014

收稿日期: 2013-02-17; 修订日期: 2014-06-15
基金项目: “十二五”国家科技支撑计划项目(2012BAC16B03)
作者简介: 信忠保(1978—), 男, 博士, 副教授, 从事生态水文学研究。E-mail: xinzhongbao@126.com

信忠保, 肖玉玲, 王冬梅, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究[J]. 生态科学, 2014, 33(4): 631−641.
XIN Zhongbao, XIAO Yuling, WANG Dongmei, et al. Spatial Patterns of Riparian Vegetations and its Optimization in Lijiang River:
an Intensive Tourism Karsts River in the southern subtropical China[J]. Ecological Science, 2014, 33(4): 631−641.

广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究
信忠保*, 肖玉玲, 王冬梅, 李扬, 任远, 李青山
北京林业大学水土保持学院, 水土保持与荒漠化防治教育部重点实验室, 北京 100083

【摘要】 河岸带植被结构与组成等配置状况直接影响其稳定河岸、净化水质、生物多样性、生物栖息地以及旅游景观
等重要功能。查明漓江河岸带主要植被配置类型及其各自退化表现、原因与恢复途径, 是开展河岸带退化植被恢复的
基础与前提。该研究通过野外实地调查与测量, 对漓江桂林-阳朔河段 51 个河岸带断面的地形、土壤、植被等进行了
系统调查, 分析了河岸带植被退化的主要表现、主导干扰因素, 并通过流域与河岸带尺度综合的角度, 提出了漓江河
岸带植被恢复的思路。从岸坡地形与植被组合出发, 按照自然、近自然、人工等干扰程度, 广西漓江河岸带可划分为
江心洲宽滩地疏林灌草自然型、丘陵陡坡林灌草自然型、平原农田缓坡灌草近自然型、平原滩地林草近自然型、聚落
阶地疏灌林草人工-自然混合型、城镇岸坡林草人工型等 6 种典型植被配置模式。漓江河岸带植被退化主要表现为多
样性差、景观破碎、生态功能弱, 而城镇、交通、旅游等不合理开发建设是主导性的干扰因素。从生态稳定和景观美
观的角度, 提出了漓江河岸带植被恢复与优化的思路, 以期为广西漓江河岸带生态修复提供科学依据。

关键词：漓江; 河岸带; 植被配置; 生态退化; 植被恢复
doi:10.14108/j.cnki.1008-8873.2014.04.002 中图分类号：X171.4; S718.55 文献标识码：A 文章编号：1008-8873(2014)04-631-11
Spatial Patterns of Riparian Vegetations and its Optimization in Lijiang
River: an Intensive Tourism Karsts River in the southern subtropical China
XIN Zhongbao, XIAO Yuling, WANG Dongmei, LI Yang, REN Yuan, LI Qingshan
Key Laboratory of Soil and Water Conservation and Desertification Combating, School of Soil and Water Conservation, Beijing
Forestry University, Beijing 100083, China
Abstract: Riparian vegetations have multi-functions including sediment removal and erosion control. They can filter agricultural
contaminants, and provide habitat for high numbers of species and improve the landscape quality. Lijang River is a world famous
tourism river for its typical Karst landscape. In recent decades, riparian vegetation of Lijiang shows a degradation trend due to
suffering intensive tourism activities. In order to provide some useful information for the degraded riparian restoration, we
investigated the spatial patterns and composition of riparian vegetation and highlighted the behaviors of deteriorated riparian and
its driving factors of Lijiang River through the typical crosswise sections synthetically surveyed at 51 sites in topography, soil,
vegetation, and disturbances. Considering the combinations of topography- vegetation and the disturbed degrees suffering from
human activities, spatial patterns of riparian vegetations of Lijiang River could be classed into sixes typical classes. The main
performances of the degraded riparian vegetation included low species diversity, landscape fragmentation, ecosystem service
function decrease and scenic landscape degenerate. The main disturbances to riparian vegetation contained urbanization, traffic
construction, tourism exploitation, etc. We also have provided some proposals on riparian vegetation restoration in ecological
healthy and scenic landscape beautify. The results could not only enhance the understanding of riparian vegetation degradation, but
also provide some useful suggestions to ecological restoration in Lijiang River.
Key words: Lijiang; riparian vegetation; spatial pattern; ecological degradation; ecological restoration
632 生 态 科 学 33 卷
1 前言
河岸带又称为滨岸带、消落带或水陆交错带,
是指洪水位与枯水位之间以及濒临地带, 也泛指一
切邻近河流、湖泊、池塘、湿地以及其他特殊水体
并有显著资源价值的地带[1–5]。河岸带处于陆地与水
体的过渡地带, 具有复杂地形与多样的生境, 是动植
物富集地带。河岸带植被配置包括植被组成与空间结
构, 即河岸植被横向水平分布结构和乔灌草的垂向
分布结构与生物多样性等方面, 其中植被乔灌草空
间分布格局与主导树种组成对河岸带生态系统功能
具有重要影响[6]。河岸带植被受河流水文、人类活动
等多重干扰, 其生态系统具有陆生水生过渡性和生
态系统脆弱性。在遭受高强度不合理人类活动影响
下, 致使河岸带植被态功能下降和旅游景观退化,
并难以依靠自我调节能力自然恢复。认识河岸带植
被配置、退化表现、驱动因素是开展河岸带生态系
统功能评估、退化机制及恢复重建的基础[7–8]。
河岸带植被具有重要的稳定河岸、净化水质、
生物多样性等生态服务功能和旅游景观功能, 河岸
带植被生态过程与恢复重建成为生态学、生态水文
学的研究热点[9–15]。在河岸带植被配置类型与退化
机制方面, 城市河流因与城市生态环境改善密切相
关, 而水库滨岸带植被与水库安全运行库安全运行
密切相关, 成为本领域研究重点和热点。我国河岸
带植被配置模式研究现状, 在上海、北京、武汉等
城市河流河岸带植被组成、生态系统健康等方面做
了较为深入的研究[16–19], 例如, 左俊杰等[20]将上海
地区河岸带结构划分为 4 种类型, 三峡水库岸带生
态植被调查与耐淹植物筛选[21–23]。国外对河岸带植
被的组成、功能进行了大量的研究, 河岸带植被的
组成、结构、生物多样性、空间梯度分布以及河岸
带生态系统健康等方面进行深入研究[24–30]。国内外
相关研究多属于城市河流与水库边岸带, 城市河流
更多从城市森林生态系统或者园林系统角度考虑,
水库边岸带地形陡峻、强烈地受水库水位调控影响,
这些研究在自然地理特色与主导性干扰因素等方面,
都与亚热带季风气候区旅游型河流存在明显差别。
目前还缺乏亚热带喀斯特区亚热带季风河流河岸带
植被配置与生态系统退化现状与干扰因素方面的专
门研究。
广西桂林漓江位于世界最典型的喀斯特地貌区,
是具有世界影响力的自然山水旅游型河流。漓江河
岸带植被是桂林山水旅游景观的重要组成部分, 对
漓江环境防护、河流生态系统健康有重要作用。桂
林以“桂林山水甲天下”闻名全国, 旅游一直是桂林
重要的经济支柱产业。2012 年桂林游客总人数为 3
292.65 万人次, 旅游总收入 276.87 亿元, 旅游业收
入占国内生产总值 18.1%(桂林市统计局, 2013)。高
强度旅游活动给漓江河岸带生态系统健康带来巨大
压力。漓江上游自然植被破坏, 水源涵养能力下降,
近年来漓江枯水期持续增长, 水质下降。此外, 城镇
扩展、工农业污染等都对漓江河岸带生态系统完整
性、稳定性和旅游景观带来了不利影响, 影响了漓
江这一世界著名喀斯特山水旅游型河流的健康持续
发展。
为了改善与恢复漓江河岸带生态系统, 当前迫
切需要开展漓江河岸带植被配置模式与退化机理研
究。本文选取广西漓江黄金旅游河段(桂林-阳朔),
通过野外实地调查与测量, 研究漓江河岸带主要植
被配置模式, 分析其主导服务功能和干扰因素, 并
提出漓江河岸带植被恢复的思路, 以期为漓江河岸
带生态系统恢复提供依据。
2 研究区概况
漓江位于广西东北部典型喀斯特区, 是珠江流
域西江水系的一级支流桂江上游河段, 由北向南流
经兴安、灵川、桂林、阳朔至平乐县恭城河口为止。
漓江桂林-阳朔河段全长 83 km, 是桂林山水旅游的
黄金河段, 是世界喀斯特地貌代表性区域。漓江流
域位于亚热带季风区, 全年平均气温 17—20 , ℃ 年
降水量由北向南逐渐降低, 为 1 872.1 mm[31]。漓江
属于雨源型山区河流, 具有河道比降大、流速快的
特点。漓江河道有砂、卵石组成, 两岸土壤为黄壤
土和红粘土为主, 滩地多见砂砾、卵石堆积物[32–34]。
漓 江 河 岸 带 主 要 乔 木 树 种 有 枫 杨 (Pterocarya
tonkinensis) 、 樟 树 (Cinnamomum camphora (L.)
Presl.)、凤凰竹(Bambusa multiplex L.)等; 灌木主要
有水杨梅 (Geum aleppicum)、一叶萩 (Suffrutescent
Securinega Twig)、黄荆(Vitex negundo)等; 草本植物
多为狗牙根 (Cynodon dactylon) 、葎草 (Humulus
scandens Merr.)、水蓼(Polygonum hydropiper L.)等。
近 30 年随着经济迅猛发展, 尤其是旅游业快速发展,
漓江河岸带植被受人类活动干扰, 生态系统发生不
4 期 信忠保, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究 633
同程度退化。恢复与构建生态健康、景观优美的漓
江河岸带生态系统事关漓江旅游可持续发展, 成为
当前漓江流域生态建设的重要内容。
3 研究方法
3.1 调查方法
研究河段从地貌上可分为平原区和丘陵区, 按
照土地利用类型可划分为城镇(村)区、农业区和自然
植被区。参考 GoogleEarth 遥感影像, 综合考虑地貌
与土地利用的主要组合以及植被类型的空间分布,
以区域地貌与河岸带植被的典型性和代表性为原则,
对野外调查点的空间分布进行了系统预设。2012 年
12 月, 采用 GPS 导航定位的方法对漓江桂林-阳朔
51 个典型河段河岸带植被配置现状与受干扰情况进
行了系统调查。调查内容包括岸坡地形结构组成、
乔灌草组合、植物组成以及受人类活动干扰情况。
首先将河流河岸带划分为滩地、岸坡和岸顶等, 分
别记录每部分坡长、坡度, 同时调查砾石覆盖、土
壤质地等地面物质组成情况。然后从岸滩、岸坡到
坡顶调查每部的乔灌草组合、植物种及优势种、空
间分布、覆盖度、多样性以及自然状况[35]。最后调
查记录受人类活动影响情况, 包括自然/人工植被、
土地利用(农地、道路、旅游设施等)、岸坡防护、挖
沙、放牧等情况[36]。
3.2 断面制图
根据漓江重点河段 51 个河岸带断面几何形态
参数的野外记录, 利用 Auto CAD 软件绘制河岸带
横断面地形结构图。根据每个典型断面植被的空间
分布与主导优势树种, 利用 Photoshop 软件绘制河
岸带典型河岸带植被配置模式景观图。
3.3 划分方法
以划分的河岸带植被配置模式在生态恢复建设
过程中易于应用为原则, 在对 51 个典型河岸断面与
植被调查数据统计分析的基础上, 按照地形组合结
构、植被组成与空间分布, 对漓江河岸带植被配置
模式进行概化性划分[37]。根据对漓江重点河段综合
考察认识, 结合河流地貌形态分类, 河岸带通常可
以分为滩地、边坡、阶地和河岸高地等 4 种地貌单
元, 其中边坡和阶地组成了岸坡。滩地为河道边滩
或河漫滩, 边滩为常水位所对应的滩地, 通常较缓,
而河漫滩通常与造床流量、洪峰流量对应水位一致。
滩地地形通常是坡度小于 10°的缓坡, 但坡长具有
不确定性。临河坡脚常受河水冲刷、游船行浪淘蚀,
多有浆砌石、石笼等工程防护措施。岸坡普通单面
岸坡和间有阶地的复合岸坡, 而单面岸坡通常以
15°可分为缓坡和陡坡, 单面缓坡常为江心洲自然岸
坡, 而陡坡常出现在丘陵区, 受地形限制而表现为
极陡岸坡。复合岸坡通常出现在两种区域, 一种是
宽浅河段, 通常由于岸坡被人工整地为菜地、农田
而形成明显阶地, 或者由于近年来漓江水量下降,
洪水位漫滩机会减少, 形成稳定阶地面, 常被茂盛
植被控制; 一种是城镇(村)区, 阶地面常为行道、绿
化用地。河岸高地常为农田、城镇、山体等, 受河
流影响较弱, 只在洪水期偶有影响。对 51 个典型河
岸断面地形整合统计, 漓江河岸带地形可划分为 4
种基本断面形态(图 1), 它们分别占总调查断面的
33.3%、33.3%、13.7%和 19.6%。
图 1(a)中 θ1 为岸地边坡的坡度, L1 为岸地边坡
的坡长; 图 1(b)中 θ2 表示滩地坡度, L2 表示滩地坡
长; 图 1(c)中 θ2 表示河漫滩地的坡度、L2 为河漫滩
地坡长, θ3 为边滩地的坡度、L3 表示边滩地的坡长;
图 1(d)中 θ2表示阶地的坡度、L2 表示阶地的坡长, θ3
表示阶地边坡的坡度、L3 表示阶地边坡的坡长。
4 结果与讨论
4.1 植物配置模式总体分类
河岸带横向地形起伏较大、地貌类型多样, 从
河道到河岸土壤机械组成依次变化, 河岸带水文过
程具有明显季节韵律, 致使河流河岸带地形、土壤、
水文等生境因子具有高度的空间异质性, 陆生与水
生植物在此过渡、共生, 通常会表现出较高的生物
多样性[38]。植被组成与分布格局在河断面横向配置


图 1 漓江河岸带典型岸坡形态类型组成示意图
Fig. 1 The compositions of typical bank slope in the land/
inland water ecotones of Lijiang River
634 生 态 科 学 33 卷
受地形与土壤控制, 在垂向上通常表现为乔灌草分
布层次性差异[39]。以漓江河岸带地形结构 4 种类
型划分为基础, 参考乔灌草植被类型横向分布结
构与优势树种差异, 按照从自然向人工过渡顺序,
将漓江河岸带植被配置模式划分为江心洲疏林灌
草自然模式、丘陵陡坡乔灌草天然模式、平原缓
坡乔灌草近自然模式、宽坦滩地灌草近自然模式、
村落阶地乔灌人工模式、城镇岸坡乔草人工模式
等 6 种模式(表 2)。6 种河岸带植被配置模式都具
有相对稳定的地形组合结构, 植被组成与优势树
种都具有相对独立性, 多分布在不同地貌-土地利
用河段, 每类常受到相似类型与程度的人类活动影
响(表 2)。从地形、土壤等自然因素出发, 概括性凝
练的 6种植被配置模式包括了漓江河岸带植被配置
模式的主要类型, 为进一步针对性地分析各类型河
岸带生态系统结构与功能、退化机制与修复技术提
供了基础。
4.2 植被配置特征与生态功能
揭示漓江河岸带植被沿河段面横向分布与植物
组成的配置特征, 是开展漓江河岸带退化生态系统
修复的基础。将漓江 6 种河岸带植被配置类型出发,
充分介绍其地形立地条件与乔灌草植被横向分布情
况, 并分析主导性植物组成以及在河漫滩、岸坡与
岸顶等各部位的生态功能。
4.2.1 江心洲疏林灌草自然模式
漓江江心洲较多, 是漓江常见地貌类型。江心
洲河岸带具有典型的地形与植被组合, 是种常见的
河岸带植被配置模式(图 3—①)。根据发育程度可以
分为初期、中期、稳定等类型江心洲。从初期到稳
定, 江心洲相对海拔与面积通常都在增大, 土壤中
砂砾成分比例降低, 黏粒成分增多, 植被中乔木增
多。其中, 大面积乔木林出现可作为识别江心洲稳
定的判别标志。江心洲四周受水, 是长期河流冲淤
平衡的结果, 是相对封闭的独立的土壤-植被地理单
表 1 漓江河岸带横断面几何形态类型划分
Tab. 1 Division of cross-sectional geometric patterns of riparian zone in Lijiang River
断面形式 地形结构 坡度构成 坡度 样点数 所占比例 地理位置
单一地貌 缓坡 θ1 8.1°±3.2° 9 17.6% 江心洲 图 1-(A)
单一地貌 陡坡 θ1 37.8°±18.3° 8 15.7% 窄河段丘陵区
岸地边坡 θ1 11.2°±2.1° 8 15.7% 平原宽滩区 图 1-(B) 复合地貌
岸地边坡 θ1、θ2 19.7°±4.6° 9 17.6% 河道宽浅平坦区
滩地 θ2、θ3 5.7°±2.7° 图 1-(C) 复合地貌
岸地边坡 θ1 39.1°±15.1°
7 13.7% 城镇
岸地边坡 θ1 38.4°±13.1° 图 1-(D) 复合地貌
阶地 θ3 14.2°±2.8°
10 19.6% 村庄聚落附近
表 2 漓江河岸带主要植被配置模式的植物组成与干扰因子
Tab. 2 The vegetation compositions, disturbances factors of main riparian patterns in Lijang River
名称 植被组成 优势种 干扰因子 工程措施 程度
江心洲疏林灌草自然型 疏林灌草 鲜有
丘陵陡坡乔灌草天然型 乔灌草
枫杨、一叶萩、狗牙根;
枫杨、马尾松、乌桕 岸边修路、农业耕作 浆砌石挡墙
轻度
滩地灌草近自然型 灌草 石笼护堤
平原缓坡乔灌草
近自然型 乔灌草
枫杨、凤凰竹、樟树;
桑树、一叶萩、马甲子、牡荆
岸边修路、农业耕作、
放牧饲养、人工采沙 浆砌石护坡
石笼护堤
中度
村落阶地乔灌人工型 乔灌
城镇岸坡乔草人工型 乔草
枫杨、凤凰竹、樟树、马甲子;
桂树、榕树、红花羊蹄甲
岸边修路、旅游开发、
村镇建设、过渡硬化
块石护坡、石笼护坡
浆砌石护堤 重度
注: 干扰程度划分标准: 基于人类活动因素的调查数量决定, 共分为四类: 重度(4-5 个干扰因子)、中度(2-3 个干扰因子)、轻度(0-1
个干扰因子)。
4 期 信忠保, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究 635
元。江心洲与周边陆地隔绝, 河岸带最接近自然, 它
具有对人类活动扰动敏感性与脆弱性。江心洲生态
环境最接近自然, 但也最容易受人类活动干扰后发
生退化, 具有很强的敏感性与脆弱性。从水到陆江
心洲从四周到中心海拔高程逐步增加, 通常迎水端
具有较为陡峭的岸坡, 而背水端地形相对平缓。江
心洲河岸带土壤与植被呈现明显层次地带特征, 从
滩地、岸坡到岸顶, 随着高程增加土壤质地由粗砾
石过渡为壤质粘土, 植被组成也由草本过渡到乔灌
草结合, 植被丰富度与盖度都明显增加。灌木多是
一叶萩、枫杨幼苗, 乔木多是枫杨。江心洲岸坡植
被配置是当地植被与水文、土壤长期相互适应发展
的结果, 植被具有明显的防蚀护岸功能, 成为为江
心洲这一自然生态栖息地的天然屏障。
4.2.2 丘陵陡坡乔灌草天然模式
漓江河道在丘陵区受到两岸山体束缚, 形成典
型的丘陵陡坡林灌草天然型河岸带。地形结构为单
面陡坡(37.8°±18.3°), 之后常临公路农田或山体。岸
坡土层较厚, 肥力较好, 通常呈现乔灌草相结合的
自然景观。由于这些河段流速较快, 偶尔会出现石笼
护坡现象。丘陵区陡坡天然林草配置模式(图 2- ), ②
人为干扰较轻, 水陆交错区内的植被均为乔灌草相
结合的天然配置, 生长较为密集。河岸高地上的天
然乔灌草植被具有截流固土, 防治非点源污染; 为

图 2 天然型植被配置模式图; ①江心洲疏林灌草自然模式;
②丘陵陡坡乔灌草天然模式
Fig. 2 The natural vegetation arrangement mode; The ①
natural vegetation arrangement mode of Jiangxin Island; ②
The natural - vegetation arrangement mode of hilly-steep slope
野生动物提供栖息地; 河堤上的乔草植被具有防洪
底蚀, 净化水质的功能[40]。
4.2.3 平原缓坡乔灌草近自然模式
该模式广泛出现在平原农田区, 是平原村镇间
多见模式, 其岸坡是由复合坡面组成, 坡脚直接与
河床相邻, 缺乏阶地、滩地(如表 4- )① 。其后方岸坡
坡度通常相比于前段较陡(19.7°±4.6°), 土层较厚,
土质黏重。坡上呈乔灌草组合的近自然景观, 乔木
多为枫杨、樟树等, 当乔木稀疏时, 常伴有较为茂密
灌草分布其下。坡上植被多样性良好, 具有明显的农
田防护、护岸固坡作用, 而且对源于相邻农田的农业
面源污染具有良好的拦截、净化等防护功能[41–42]。
经过多年河道治理与岸坡防护, 坡脚之处常有石笼
护岸工程措施, 石笼间隙常被淤泥填充, 促使湿地
植被发育良好, 得以自然覆盖, 人工工程护岸痕迹
被很好遮掩。
4.2.4 宽坦滩地灌草近自然模式
该模式是漓江流域常见的植被配置模式, 在平
原或丘陵都有出现, 其特色是具有宽度较大、地势
较缓的滩地, 滩地之后与岸坡相连, 呈现滩地与岸
坡复合型的地形结构(图 3— )② 。从地面物质组成来
看, 滩地通常可以分为砾石、卵石、沙质和泥质等
几种类型, 滩地被稀疏灌木和草本植物覆盖, 呈现
滨岸湿地景观, 具有重要的生物多样性、动物栖息
地、净化水质等生态功能。滩地受洪水期淹没, 枯

图 3 近自然植被配置模式图; ①平原缓坡乔灌草近自然模
式; ②滩地灌草近自然模式
Fig. 3 The near-natural vegetation arrangement mode;
The near① -natural vegetation arrangement mode in plain-
gentle slope; The near② -natural vegetation arrangement
mode in beach
636 生 态 科 学 33 卷
水期出露水文韵律的影响, 各种质感滩地与分布其
上的枫杨幼林、凤尾竹、乌桕等低矮乔木林相映成
趣, 不同季节呈现不同的自然景色, 与远处典型喀
斯特山体和近处河流水体共同构成漓江山水景色,
具有浓郁的喀斯特区河流河岸带特色, 是漓江山水
旅游的典型景观。滩地后方岸坡通常为枫杨、樟树
等组成的绿带, 具有农田防护、固岸护坡的功能。
4.2.5 村落阶地乔灌人工模式
该模式广泛分布在村庄及其附近河段, 与临河
而居的当地村民生活关系密切。该模式河岸带地形
受到不同程度的人为改造, 形成坡脚、陡坡、阶地
面和陡坡的复合地形, 受到不同程度人工河岸工程
防护的硬化(图 4— )① 。坡脚常有人工砌墙, 将其与
河床分开, 砌墙之后是窄陡岸坡, 再之后是宽阔平
坦阶地, 只有洪水期才被淹没。阶地多为乔灌草配
置模式, 植被覆盖相对自然, 但常受农业耕作、放牧
挖沙等人类活动等影响。后方岸坡陡峭, 常稀疏分
布枫杨、凤尾竹、樟树等乔木, 具有重要的护岸、
景观功能, 同时, 为附近村民提供休憩场所。
4.2.6 城镇岸坡乔草人工模式
该模式广泛分布于城镇建成区, 是典型的人工
植被配置模式, 植物多以景观植物为主, 如桂树、樟
树、夹竹桃等(图 4— )② 。由于城镇区河道用于过水
排洪, 疏浚窄深较为常见, 人工护堤、护岸和护路等
硬化防护措施干扰最为严重, 并且多为直立式的浆
砌石防护, 使得河道两岸呈现“三化”(河道形态直线


图 4 人工植被配置模式图: ①村落阶地乔灌人工模式;
②城镇岸坡乔草人工模式
Fig. 4 The artificial vegetation arrangement mode The ①
artificial vegetation arrangement mode of village terrace; ②
The artificial vegetation arrangement mode of urban slope
protection
化、河道断面规则化、护岸材料硬质化)现象[43]。临
河植被具有固土护坡、防治径流冲刷、净化水质以
及改善微气候、美化环境的作用[44]。但是当洪水
过境时, 过渡的硬化措施及植被与土壤对水位调蓄
能力较低, 渗透、吸收和过滤作用较差, 严重影响城
镇植被生长状况与生态环境[45]。
4.3 河岸带植被退化干扰因子
漓江河岸带退化的实质是在遭受不合理人类活
动的干扰下, 致使漓江河岸带生态系统完整性、多
样性、活力等生态功能和景观品质下降[46]。河岸带
生态系统干扰因子可从空间上划分为流域和河岸带
两个类型, 流域干扰因子通过河流水文过程长期间
接地影响河岸带生态系统, 而河岸带尺度干扰因子
属直接干扰因子, 直接影响河岸带生态系统的结构
与功能。摸清河岸带生态系统主要干扰因子是揭示
河岸带生态系统退化机制, 开展河岸带退化生态系
统修复的前提和基础。河岸带生态系统干扰因素包
括自然和人类活动两个方面, 虽然冰冻、火灾、洪
水、地质灾害等自然灾害偶发, 但与不合理人类活
动相比作用甚微。广西桂林漓江是世界著名喀斯特
山水旅游型河流, 漓江流域人口密集、经济比较发
达, 尤以桂林山水为特色的旅游业享誉国内外, 因
此, 长期以来漓江河岸带生态系统受各种人类活动
影响, 尤其高强度的旅游活动。造成漓江河岸带生
态系统退化的主要干扰因子包括流域不合理的人类
活动、河岸带土地利用变化以及过度无序旅游开发
活动等方面。
4.3.1 流域不合理人类活动
河岸带生态系统退化驱动机制研究常限于河岸
带及其周边范围, 近年来开始从流域尺度, 以河流
系统的角度审视河岸生态系统退化问题。河岸带是
河流系统的组成部分, 流域面上的水文、污染等问
题都将影响到河岸带生态系统健康[47]。对于漓江流
域而言, 流域尺度不合理人类活动主要包括不合理
的土地利用变化、水资源利用和水质污染。近 30 年
漓江流域土地利用变化剧烈, 林地快速地转为城
镇、交通和工业用地[48-49]。漓江上游原始森林植被
大规模地被转换为毛竹、桉树等经济林, 致使上游
森林水源涵养能力下降, 洪涝灾害频繁发生, 水土
流失增加, 河流含沙量增加[50]。除漓江上游天然森
林植被破坏, 加之两岸工农业用水量增加, 致使漓
4 期 信忠保, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究 637
江枯水期径流量明显下降, 枯水期提前和持续时间
延长。自 2000 年以来, 漓江多次因为河流干涸导致
桂林到阳朔 83 km 黄金旅游游程缩短至只有 10 km
左右, 枯季低水位小流量保证天数急剧下降, 低水
位持续时间长[51]。1987 年于漓江上游建成的青狮潭
水库, 改变了漓江自然水文过程, 降低了洪水漫滩
机会, 增加和稳定了枯水期流量, 致使河岸带植被
不断地调整, 与水库运行后的水文过程相适宜。近
年来旅游航道修建与加固, 致使漓江自然河道早已
不复存在, 而被现有工程渠道化河道取代, 在水量
下降, 枯水期增加的背景下, 漓江河道呈现萎缩状
态。河岸带河漫滩长期大规模荒芜裸露, 与漓江传
统的青山绿水印象不符, 降低了河流自然度, 影响
了河岸带景观品质。漓江水是漓江山水旅游产品的
核心组成部分, 源于流域的农业非点源污染和工
业、生活污染, 造成水质下降, 甚至局部富营养化现
象频频发生, 加之生活垃圾大量受河岸带植被阻滞
拦截, 这都严重影响了漓江流域景观(图 5a)。
4.3.2 河岸带土地利用变化
随着漓江两岸工农业快速发展, 河岸带土地利
用变化剧烈, 林草自然植被大规模地被城镇、交通、
工业等建设用地侵占。河岸带通常地势平坦, 水肥
条件优越, 随着径流下降、洪水漫滩机率下降, 近年
来逐步大面积被开垦为菜地、水田等农业用地。城
镇扩张与交通道路布局具有沿河发展的规律, 因此,
河岸带植被在城镇扩展、交通发展过程不断地受到
蚕食侵占。这些不合理的土地利用变化, 降低了河
岸带自然植被盖度, 致使河岸生态廊道趋向破碎化,
河岸带自然景观下降[52]。随着河岸带生态系统斑块
化和破碎化, 地表结构硬化和岸坡工程化, 滨岸生
物栖息地遭到破坏, 河岸带生态植被水土防护、水
质净化等生态防护功能下降[53–54]。
4.3.3 旅游开发项目过度建设
漓江是我国乃至世界著名喀斯特山水旅游河流,
旅游开发活动是影响漓江河岸带植被退化的重要特
色性干扰因子。旅游业是桂林主导性产业, 旅游开
发对漓江河岸带影响具有广泛性。为了保障桂林-阳
朔河段游船通航能力和通航时间, 经过多年河道工
程治理, 采用工程堤坝与河道疏浚相结合已逐步将
漓江自然河道转为工程型人工河道, 严重束缚了河
流横向沟通与交换, 降低了常水位对边滩、河漫滩

图 5 漓江河岸带植被干扰因素
Fig. 5 Disturbance factors of riparian vegetation in Lijiang
River
淹没机会, 致使航道两侧滨岸湿地生态系统退化。
常年高频度游船通行过程中造成的波浪, 不仅对堤
坝造成严重掏挖侵蚀(图 5b), 而且对边滩、植被都造
成严重影响, 随之而来的大规模的全程岸滩防护标
准提高, 进一步降低了河岸带自然度。漓江两岸码
头、农家乐、度假村、游乐园、公园等旅游设施过
度、无序开发, 致使漓江两岸大量自然植被转变为
人工景观植被, 降低了河岸带植被多样性, 原本自
然绿色廊道向破碎化、人工化趋势发展[5]。
4.3.4 其他干扰因素
在野外河岸带植被考察过程中, 在漓江河岸带
挖沙等活动非常普遍, 已对河岸带漫滩自然形态和
植被生长造成了严重影响(图 5c)。为躲避执法部门
监察, 具有规模性的沙石盗采常发生在河漫滩临陆
侧, 洪水期这些采砂遗留坑塘会因受到剧烈冲刷、
淘挖而坍塌, 致使原本点状分布坑塘而坍塌成条带
状, 致使河岸带高大乔木因根部失稳而倒塌。野外
考察过程中, 桂林市雁山区柘木镇河段 50 a 以上枫
杨纯林, 因沙石盗采加之遭遇洪水冲刷, 致使天然
枫杨林立地条件破坏, 出现枫杨大规模倒塌现象,
迫切需要加强保护管理(图 5d)。
4.4 河岸带植被退化特征
在河岸地形-植被系统调查基础上, 广西桂林
漓江河岸带植被配置可划分为 6 种模式, 每种模式
具有不同的植被空间分布结构和植物组成。
4.4.1 江心洲疏林灌草自然模式
江心洲是相对封闭的自然单元, 通常生长着与
当地土壤、水文条件相适应的植被。但由于漓江流
638 生 态 科 学 33 卷
域人口密集, 并经过长期开发, 当前江心洲植被存
在不同程度的植被退化现象。主要干扰因素为农业
开垦和旅游休闲设施建设。江心洲土壤肥沃、水分
条件良好, 常被开发建设为农田、苗圃等农业用地,
也常被开发为公园、度假村、农家乐等生态休闲旅
游区域。江心洲岸坡植被常被周边村民樵采, 岸滩
沙石也常被周边居民盗采用于建设民居。原有自然
植被景观被农业用地、建设用地所替代, 景观破碎
化, 其生态栖息地、生物多样性等方面的生态服务
功能下降[55]。
4.4.2 丘陵陡坡乔灌草天然模式
丘陵陡坡河段是桂林山水旅游的黄金河段, 河
岸带植被与多姿多彩山体相映成趣, 是桂林山水景
色重要部分。由于两岸地形陡峭, 其植被多保持良
好的自然性。但这些河段由于河道束窄、河道坡降
大, 致使这些区域水流湍急、冲刷强烈, 加之高频次
游船引起波浪冲刷, 致使河岸边滩遭受强烈侵蚀冲
刷、护岸工程常遭受破坏坍塌。
4.4.3 平原缓坡乔灌草近自然模式
平原缓坡植被带具有河流水体防护和农田防
护功能。由于濒临农田, 平原缓坡河岸带植被深
受农业活动影响。在长期人类活动影响下, 平原
缓坡河段乔木林主要是香樟、枫杨等几种乔木 ,
多样性不高。受农业耕种挤占, 这些区域河岸植
被宽度通常较窄, 此外不同程度地受农业面源污
染的干扰。
4.4.4 宽坦滩地灌草近自然模式
该模式是典型的漓江山水河岸植被景观, 这
种类型河岸带植被干扰因素主要表现为沙石盗
采、过度放牧、生活垃圾以及游客游憩破坏, 偶
见被开垦为菜地现象。在高强度干扰下通常表现
为滩地坑塘分布、垃圾遍地、植被盖度下降, 地
表通常有堆石、篝火等游憩痕迹, 降低了河岸带
自然度。
4.4.5 村落阶地乔灌人工模式
此类型岸坡深受人类活动影响, 阶地面上通常
开垦为农田菜地, 岸坡多是人工重塑岸坡, 通常有
浆砌石等工程护岸措施。植物组成通常较为单一,
多是枫杨、香樟、凤凰竹、苦楝等为数不多的几种
乔木, 而灌草多为本地萌发, 通常只有乔木或者乔
灌结合的垂直结构。主要干扰因素是村镇扩张建设、
道路修建、农田开发等不合理的土地利用, 侵占、
改变了原有自然植被, 致使当河岸带植被人工化、
单一化和破碎化。
4.4.6 城镇岸坡乔草人工模式
城镇岸坡属于高强度人工岸坡, 植被多是人工
植被, 并且具有园林化趋势显著。广泛分布的岸坡
混凝土硬化, 致使岸坡失去了自然土壤特征, 外观
显得生硬, 影响了自然植被生长演替, 河流自然度
下降, 整体呈现人工植被景观。
4.5 河岸带植被恢复思路
以河岸带生态系统健康和景观优美为目标, 根
据漓江河岸带植被退化现状与退化原因, 对漓江河
岸带植被配置进行整体优化。漓江河岸带植被恢复
思路包括以下 4 个方面:
4.5.1 加强流域水生态环境管理
将漓江河岸带植被恢复纳入河流系统和流域管
理的框架, 只有漓江流域生态环境整体改善, 才能
从根本上改善漓江河岸带生态系统。从流域管理角
度, 降低流域工农业排污总量, 提高污染物处理能
力, 减少对漓江水质污染压力。通过进一步加强流
域天然林保护力度, 减缓桉树、毛竹等速生林种植
面积, 提高流域上游森林植被涵养水源和调蓄洪水
能力, 降低其对流域水文过程不利影响[56-57]。鉴于
漓江水资源的严峻形势, 2011 年广西壮族自治区出
台了《漓江流域生态环境保护条例》, 对漓江流域
进行全方位的保护, 当前需要加强水务、林业等部
门执法监督力度。
4.5.2 加强河岸带生态功能区划与管理
河岸带功能区划有利于保护河岸带生态环境,
有利于河岸带资源合理开发利用和管理, 按照功能
可将河岸带分为休闲娱乐型、防洪抗浪型、人文旅
游型、自然保护型[58]。从河岸带地形、土壤、植被
等自然条件与社会经济状况出发, 以增强与维护河
岸带生态系统健康和景观优美为目的, 根据不同河
段和地貌部位的生态、经济、旅游景观等服务功能
差别, 系统开展河岸带生态功能区划和保护工作。
整合多源空间信息数据与地面生态植被调查数据,
开展河岸带生态系统健康评估, 增强河岸带生态敏
感区、旅游热点区、明显退化区的恢复与保护, 尤
其加强乡土特色树种的保护[59-60]。增强两岸生活垃
圾和建筑垃圾的集中处理程度, 减少其对河岸带的
4 期 信忠保, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究 639
污染。
4.5.3 漓江河岸带植被近自然恢复
以提高河岸带生态系统健康和旅游景观为目的,
在自然、近自然河段以自然恢复为主, 在严重退化、
人工型河段以人工促进为主的方式, 对河岸带生态
植被开展近自然恢复与重建, 提高河岸带生态系统
健康, 提高河岸带生态系统旅游景观[61]。在植被发
生明显退化的河段, 采用补植乡土树种和景观抗逆
性强树种, 促进和营造乔灌草相结合的岸坡生态系
统, 提高河岸带生物多样性[62]。尽量采用围禁、封
栏等自然恢复方式, 促进裸露岸滩生态系统的自然
恢复。在城镇、旅游热点区域, 由于景观需求迫切,
适当采用人工植被恢复, 适当采用园林景观手法恢
复。通过透水砖、生态砖等环保材料的应用, 提高
坡面透水性, 避免坡面过度硬化现象, 促进人工坡
面生态植被自然恢复。人工护岸工程的大面积裸露
降低了河岸景观的自然性, 采用爬山虎、过江藤等
匍匐、攀援类藤本植物遮掩的手法, 提高河岸景观
美观度。
4.5.4 加强旅游开发管理
旅游业过度开发给漓江河岸带植被健康持续
发展带来了巨大压力, 加强旅游开发管理力度是
促进漓江河岸带植被健康恢复的重要保证。加强
农家乐、饭店、度假村等旅游休闲项目过度建设
的监督检查力度 , 依法取缔非法建设项目 , 并开
展相应的生态植被的自然恢复工作。随着旅游项
目持续开发 , 旅游景观植被过度发展 , 侵占了当
地植物的生长空间 , 减少了本土特色 , 致使漓江
河岸带植被多样性下降, 过度景观化。加强旅游管
理力度 , 减少游客对河岸带 , 尤其河漫滩植被的
践踏, 促进两岸植被近自然恢复。漓江开发管理部
门还需加强漓江旅游旺季环境容量的调控, 避免
自然景观过渡消费。通过对旅游者行为引导和环
保意识培养, 提高漓江自然景观的保护力度和旅
游开发管理的科学化水平。
5 结论
漓江流域是我国乃至世界最为典型的亚热带
喀斯特旅游型河流, 高强度人类活动干扰致使漓
江河岸带植被发生了退化。本研究通过对漓江河
岸带系统调查与分析, 对漓江河岸带植被配置模
式进行了划分, 分析了每类植被的主要特征与生
态功能, 研究了河岸带植被退化的主要干扰因子
和退化特征并提出了恢复思路。按照河岸带植被
从自然到人工逐渐递增顺序, 漓江河岸带植被配
置模式可划分为江心洲宽滩地疏林灌草自然型、丘
陵陡坡林灌草自然型、平原农田缓坡林灌草近自
然型、平原滩地林草近自然型、聚落阶地疏灌林
草人工-自然混合型、城镇岸坡林草人工型等 6 种
类型。
6 种植被配置模式都具有独自的地形土壤特
征 , 其植被空间配置结构存在明显差异 , 而且各
地貌部位植被发挥的主导生态功能存在差异。在
开展河岸带生态恢复过程中 , 应注意每部分的
功能定位 , 采取不同的生态恢复策略。采用流域
管理的方式, 通过流域规划与建设监督 , 减少流
域不合理人类活动对河岸带植被的潜在影响。减
缓不合理土地利用对河岸带植被的直接影响 ,
尤其是增强过度无序旅游开发项目建设的规划
与监督。
参考文献
[1] 尹澄清. 内陆水-陆地交错带的生态功能及其保护与开
发前景[J]. 生态学报, 1995, 45(3): 331–335.
[2] NAIMAN R J, DECAMPS H. The ecology of interfaces:
Riparian zones[J]. Annual Review of Ecology and
Systematics, 1997, 28: 621–658
[3] 王庆锁, 冯宗伟, 罗菊春. 生态交错带与生态流[J]. 生
态学杂志, 1997, 16(6): 52–58.
[4] 张建春, 彭补拙. 河岸带及其生态重建研究[J]. 地理研
究, 2002, 21(3): 1–11.
[5] 颜昌宙 , 金相灿 , 赵景柱 , 等 . 湖滨带的功能及其管
理[J]. 生态环境, 2005, 14(2): 294–298.
[6] RIOS S L, BAILEY R C. Bailey. Relationship between
riparian vegetation and stream benthic communities at three
spatial scales[J]. Hydrobiologia, 2006, 553: 153–160
[7] 岳隽, 王仰麟. 国内外河岸带研究的进展与展望[J]. 地
理科学进展, 2005, 24(5): 33–40.
[8] 韩路, 王海珍, 于军. 河岸带生态学研究进展与展望[J].
生态环境学报, 2013, 22(5): 879–886.
[9] 彭少麟, 任海, 张倩媚. 退化湿地生态系统恢复的一些
理论问题[J]. 应用生态学报, 2003, 14(11): 2026–2030.
[10] 颜兵文, 彭重华, 胡希军. 河岸植被缓冲带规划及重建
研究——以长株潭湘江河岸带为例[J]. 西南林学院学报,
2008, 28(1): 57–60.
[11] 吴健, 王敏, 吴建强, 杨泽生, 唐浩. 滨岸缓冲带植物群
640 生 态 科 学 33 卷
落优化配置试验研究[J]. 生态与农村环境学报, 2008,
24(4): 42–45, 52.
[12] 孟伟, 张远, 渠晓东, 等. 河流生态调查技术方法.科学
出版社, 2011.
[13] SUNIL C, SOMASHEKAR R K, NAGARAJA B C.
Riparian vegetation assessment of Cauvery River Basin of
South India[J]. Environmental Monitoring Assessment,
2010, 170: 545–553.
[14] 蒋丽佳, 胡小贞, 许秋瑾, 等. 湖滨带生态退化现状、原
因分析及对策[J]. 生物学杂志, 2011, 28(5): 65–69.
[15] 韩路, 王海珍, 于军. 河岸带生态学研究进展与展望[J].
生态环境学报, 2013, 22(5): 879–886.
[16] 黄凯 , 郭怀成 , 刘永 , 等 . 河岸带生态系统退化机制
及其恢复研究进展 [J]. 应用生态学报 , 2007, 18(6):
1373–1382.
[17] 汪冬冬, 杨凯, 车越, 等. 河段尺度的上海苏州河河岸带
综合评价[J]. 生态学报, 2010, 30(13): 3501–3510.
[18] 娄会品, 高甲荣, 陈子珊. 北京郊区河岸带自然性评价
指标体系[J]. 水土保持通报, 2010, 30(1): 161–165.
[19] 左倬, 由文辉, 汪冬冬. 上海青浦区不同用地类型河流
滨岸带生境及植物群落组成[J]. 长江流域资源与环境,
2011, 20(1): 116–121.
[20] 左俊杰, 蔡永立, 罗坤, 等. 上海地区河岸带结构:类型、
分布及改进[J]. 水资源保护, 2009, 25(6): 24–28.
[21] JIANG Mingxi, DENG Hongbing, CAI Qinghua.
Characteristics, classification and ordination of riparian
plant communities in the Three-Gorges areas[J]. Journal of
Forestry Research, 2002, 13(2): 111–114.
[22] 王勇, 刘义飞, 刘松柏, 等. 三峡库区消涨带植被重建
[J]. 植物学通报, 2005, 22 (5): 513–522.
[23] 李连发, 廖建雄, 江明喜, 等. 干藏和淹水对三峡库区
21 种草本植物种子萌发的影响[J]. 武汉植物学研究,
2010, 28 (1): 99–104.
[24] BURGER J. Landscapes, tourism and longervation[J].
Science of the Total Environment, 2000, 249: 39–49.
[25] RICHARD P, MARTIN K. Tree species diversity in
small, tropical riparian forest fragment in Belize, Central
America[J]. Biodiversity and Conservation, 2002, 11:
1623–1636.
[26] UPADHAYA K, PANDEY H. N, LAW P. S, et al. Tree
diversity in sacred groves of the Jaintia hills in Meghalaya,
northeast India[J]. Biodiversity and Conversation, 2003, 12:
583–597.
[27] BAKER M E, WILEY M J. Characterization of woody
species distribution in riparian forests of Lower Michigan,
USA using map- based models[J]. Wetlands, 2004, 3:
550–561.
[28] BURTON M L, SAMUELSON L J, PAN S. Riparian
woody plant diversity and forest structure along an urban-
rural gradient[J]. Urban Ecosystems, 2005, 8: 93–106.
[29] Michael L. Scott, Pamela L. Nagler, Edward P. Glenn, et al.
Assessing the extent and diversity of riparian ecosystems in
Sonora, Mexico[J]. Biodivers Conserv, 2009, 18: 247–269.
[30] DUNN W C, MILNE B T, MANTILLA R, et al. Scaling
relations between riparian vegetation and stream order in
the Whitewater River network, Kansas, USA[J]. Landscape
Ecology, 2011, 26(07): 983–997
[31] 陈余道, 蒋亚萍, 朱银红. 漓江流域典型岩溶生态系
统的自然特征差异 [J]. 自然资源学报 , 2003, 18(3):
326–332.
[32] 黄宗万, 陈余道, 蒋亚萍, 程亚平. 漓江流域水资源形势
分析[J]. 广西科学院学报, 2005, 21(1): 56–60
[33] 韩耀全, 周解, 吴祥庆. 漓江的自然地理与水质调查[J].
广西水产科技, 2007, (2): 8–15.
[34] 钟泓. 漓江流域生态旅游资源开发的空间结构演变研究
[D]. 北京: 北京林业大学, 2009.
[35] 王劲修, 齐实, Yaoqizhang, 等. 山西沁河上游河岸植被
缓冲带评价与恢复重建研究[J]. 湖南农业科学, 2011,
(11): 115–119.
[36] 李悦 , 马溪平 , 李法云 , 等 . 细河河岸带植物多样性
研究[J]. 广东农业科学, 2011, 38(19): 131–134.
[37] 何亚平, 费世民, 陈秀明, 等. 雅砻江上游地区河岸带类
型研究[J]. 四川林业科技, 2008, 29(5): 1–5.
[38] GOEBEL P C, PREGITZER K S, PALIK B J. Influence of
Flooding and Landform Properties on Riparian Plant
Communities in an Old-Growth Northern Hardwwood
Watershed[J]. Wetland, 2012, 32: 679–691.
[39] 李扬, 王冬梅, 信忠保. 漓江水陆交错带植被与土壤空
间分异规律[J]. 农业工程学报, 2013, 29(6): 121–128.
[40] 张凤凤, 李土生, 卢剑波. 河岸带净化水质及其生态功
能与恢复研究进展[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26:
459–464.
[41] MANDER U, HAYAKAWA Y, KUUSEMETS V.
Purification processes, ecological functions, planning and
design of riparian buffer zones in agricultural watersheds[J].
Ecological Engineering, 2005, 24(5): 421–432.
[42] 倪九派, 傅涛, 卢玉东, 魏朝富. 缓冲带在农业非点源污
染防治中的应用 [J]. 环境污染与防治 , 2002, 24(4):
229–231.
[43] LAESER S R, BAXTER C V, FAUSCH K D. Riparian
vegetation loss, stream channelization, and web- weaving
spiders in northern Japan[J]. Ecological Research, 2005,
20(6): 646–651.
[44] 彭涛, 柳新伟. 城市化对河流系统影响的研究进展[J].
中国农学通报, 2010, 26(17): 370–373.
[45] 尹小玲, 李贵才, 刘堃, 钟愉佳. 城市河流形态及稳定性
4 期 信忠保, 等. 广西桂林漓江河岸带植被配置类型与退化机制研究 641
演变研究进展[J]. 地理科学进展, 2012, 31(7): 837–845.
[46] 张饮江, 金晶, 董悦, 等 退化滨水景观带植物群落生态
修复技术研究进展 [J]. 生态环境学报 , 2012, 21(7):
1366–1374.
[47] 杨俊鹏, 王铁良, 范昊明, 苏子龙. 河流生态修复研究进
展[J]. 水土保持研究, 2012, 19 (6): 299–304.
[48] 胡金龙, 王金叶, 周志翔, 李海防. 桂林市区土地利用
变化对生态服务价值的影响[J]. 中南林业科技大学学报,
2012, (10): 89–93.
[49] 梁保平, 李艺, 刘庆业. 典型植被指数与地表温度空间
特征分析——以桂林市为例[J]. 广西师范大学学报: 自
然科学版, 2012, (6): 132–137.
[50] 黄月群, 程亚萍. 漓江流域含沙量变化研究[J]. 泥沙研
究, 2008 (3): 58–62.
[51] 王庆婵. 丽江桂林以上流域水资源变化趋势探讨[J]. 人
民珠江, 2013, (3): 13–16.
[52] NEW T, XIE Z. Impacts of large dams on riprian vegetation:
applying global experience to the case of China′s Three
Gorges Dam[J]. Biodivers Conserv., 2008, 17: 3149–3163.
[53] 冯育青, 王莹, 阮宏华. 水岸带研究综述[J]. 南京林业
大学学报: 自然科学版, 2009, 33(6): 127–131.
[54] GREET J, COUSENS R D, WEBB J A. Seasonal timing of
inundation affects riparian plant growth and flowering:
implications for riparian vegetation composition[J]. Plant
Ecology, 2013, 214(1): 87–101
[55] 赵晓英, 孙成权. 恢复生态学及其发展[J]. 地球科学进
展, 1998, 13(5): 474–480.
[56] HICHEY M B C, DORAN B. A review of efficiency of
buffer strips for the maintenance and enhancement of
riparian ecosystems[J]. Water Quality Research Journal of
Canada, 2004, 39 (3): 311–317
[57] ENGELHARDT B M, WEISBERG P J, CHAMBERS J C.
Influences of watershed geomorphology on extent and
composition of riparian vegetation[J]. Journal of Vegetation
Science, 2012, 23(01): 127–139.
[58] 夏继红, 胡玲. 生态河岸带功能区划的定性与定量研
究[J]. 水利学报, 2007, 652–546.
[59] 汪朝辉, 王克林, 李仁东, 等. 水陆交错生态脆弱带景观
格局时空变化分析—以洞庭湖区为例[J]. 自然资源学报,
2004,19(2): 240–247.
[60] 郭二辉, 孙然好, 陈利顶. 河岸植被缓冲带主要生态服
务功能研究的现状与展望[J]. 生态学杂志, 2011, 30(8):
1830–1837.
[61] 汤胜, 潘百红. 退化河岸带生态景观的恢复研究[J]. 现
代农业科技, 2009, (2): 234–235.
[62] 张建春, 彭补拙. 河岸带研究及其退化生态系统的恢复
与重建[J]. 生态学报, 2003, 23(1): 56–63.