1.2　河流生态系统健康研究进展

1.2.1　生态系统健康概念的提出与发展

生态系统健康这一概念萌芽于18世纪80年代末。1788年，苏格兰生态学家James Hutton指出“地球是一个具有自我维持能力的超级有机体”，并提及“自然健康”这一词汇（赵磊，2007）。1941年，美国生态学家、土地伦理学家Leopold详细研究了土地的健康状况，提出了一系列诊断“土地疾病”的指标，他同时预测土地健康将发展为一门科学，但这在当时并未引起人们的足够重视。20世纪中叶，为应对越来越多生态系统遭受破坏的窘境，生态系统生态学在Odum（1979）倡导下迅速发展起来。该学说把生态系统看做一个生物，强调其具有自我调节和反馈的功能，在一定胁迫下可自主恢复原态。加拿大学者Rapport等（1985）系统地研究了逆境状态下生态系统的行为，于随后指出生态系统生态学忽视了生态系统在外界胁迫下产生的消极症状，其在胁迫境况下并不具有自主性的反应，不能被视为一个生物。

Schaeffer等（1988）探讨了生态系统健康度量的问题，首次提出了“生态系统健康”一词，但并没有给出明确的定义。随着研究的深入，人们逐渐认识到生态系统健康内涵的界定是生态系统研究的基础和前提，具有重要的实际应用价值。最早对“生态系统健康”概念进行阐述的学者是Rapport。Rapport（1989）指出生态系统健康是一个生态系统具有的可持续性和稳定性，即在时间上具有自我调节、维持组织结构以及恢复外在胁迫的能力。Costanza（1992）进一步从可恢复性、无病症、多样性或复杂性、内部稳定性、有活力和系统组分间的平衡6个方面论述了生态系统健康内涵，认为一个健康的生态系统，一定是持续的，稳定的，也是活跃的，它能够维持其组织结构，在经历一段时间胁迫状态后能够自动恢复过来，不受胁迫综合症的影响。他将这一概念与人类社会的可持续发展联系起来，并强调“健康”的目的是为人类的生存和发展提供良好的和可持续的生态系统服务功能。这是迄今为止，最具权威性、最广为认可的生态系统健康内涵。在国内，张志诚等（2005）运用辨证的思维方法，从认识论和方法论的角度，深入探讨了生态系统健康的概念难以界定的原因，并在分析“概念”产生机制的基础上，建议生态系统健康研究应摒弃视生态系统健康为环境管理“一个期望的终极目标”的观念，借鉴基于医学发展的广义进化论机制，将关注点放在生态环境问题的研究和解决方面。

在近30年的发展史中，国内外学者因自身学科角度的不同和研究案例出发点的迥异，对生态系统健康概念的理解论述也就有所差异，这既涉及生态系统生理方面的要素，也涉及人类价值及物理的、生物的、艺术的、哲学的、经济的和伦理的观点。尽管在表述上复杂多样，但生态系统健康概念仍有一个共同核心，即在外力的作用下，能够维持满足人类社会的合理需求，能够维持生态系统自身结构和功能的稳定，能够自我进行更新（Rapport等，1999）。

1.2.2　河流生态系统健康概念及内涵

河流生态系统是地球上最重要的生态系统之一，有狭义和广义之分。前者是指在河流内生活的生物群落与河流环境相互作用而形成的一类水生生态系统，后者是一个由水生生态系统、陆地河岸生态系统、河流湿地及沼泽生态系统等一系列子系统组合的复合生态系统（鲁春霞等，2001）。本研究所涉及的河流生态系统指的是后者，但东江干流（惠州段）的实际情况与此有所不同，仅包括水生生态系统和陆地河岸生态系统2个子系统。

河流生态系统健康概念是人类对河流生命存在状态的描述，其随着人们对于河流环境退化的关注而产生的，现已成为河流生态学中的一个重要概念（刘晓燕等，2006）。20世纪80年代以来，在生态系统健康理念的影响下，北美、欧洲以及我国的一些学者开始从河流水生生物和生态系统的角度研究河流生存状况，相继提出了不同的河流生态系统健康概念和内涵，根据其表述的内容，大体上可分为三类：

第一类是将生态系统健康概念作适当扩展直接用于河流生态系统。这方面国内外有很多案例，其中我国的吴阿娜、刘晓燕等的表述有较大影响。吴阿娜等（2005）认为河流生态系统健康就是河流生态系统的结构合理，功能健全，正常的能量流动和物质循环没有受到破坏，对自然干扰的长期效应具有抵抗力和恢复力，能够维持自身的组织结构长期稳定，并发挥正常的生态环境功能效益。该概念沿用了“抵抗力”“恢复力”等生态系统健康概念中的常用术语，但未明确健康度量的问题，操作性不是很强。刘晓燕等（2006）认为健康的河流生态系统是指在河流生命存在的基础上，相应河段或时期的人类利益和其他生物利益能够取得平衡，或河流的自然生态功能与社会功能能够取得平衡。刘晓燕的概念仅强调了河流自然生态功能对河流生态系统的支撑程度，而其所言的“平衡”在一定程度上意味着河流生态系统健康的相对性，相应的健康标准可能是一种“人的社会选择”。

第二类是基于生态系统概念提出的。Karr（1986，2000）从生态完整性出发，认为河流生态系统健康等同于生态完整性，即使生态完整性有所损伤，只要其当前与未来的使用价值不退化，且不影响与其相联系的其他系统的功能，也可认为生态系统是健康的。他以鱼类为研究对象建立了鱼类生物完整性指标体系，评价了河流生态系统健康状况（Karr等，1981）。大量研究证明，利用生态完整性指数评价河流生态系统健康较为适用，已为各国研究人员所接受（Karr等，1986；Kleynhans，1999）。Simpson（2000）和Schofield（1996）等把河流生态系统未受人类干扰的状态即原始状态看作是健康的，认为河流生态系统健康是河流支持与维持其主要生态过程，以及具有一定种类组成、功能结构和多样性的生物群落尽可能地接近原始状态的能力。这类概念从河流生态系统特点出发，强调河流生态系统健康与自然的相似程度，实际上是将河流的自然状态作为河流生态系统健康的标准。由于全球河流几乎都遭受到破坏，河流生态系统健康的比较标准很难找到，导致这类概念在实际运用时尚需作出相应的调整。

第三类概念同时考虑了河流生态系统和人类价值。随着研究的深入，越来越多的学者认为人类价值判断应该在河流生态系统健康中体现，这与生态系统健康内涵的发展脉络是一致的，逐步得到认同。Norris等（2007）认为河流生态系统健康应具有生态完整性和可持续性，其判断需考虑人类福利要求。王薇等（2005）提出河流生态系统健康的目标是为人类的生存和发展提供良好的、可持续的生态系统服务功能，应包含满足人类社会合理要求的能力和河流系统自我维持与自我更新能力这两个方面的含义。Meyer（1997）提出的河流生态系统健康概念涵盖了生态完整性与对人类的服务价值（图1.1），他认为健康的河流生态系统应包括两点：①能够维持生态系统的结构与功能；②要满足人类社会价值的合理需求。这一类概念是当前对河流生态系统健康概念最为全面的论述，但是过于抽象，没有考虑河流生态系统的具体属性和特点，其中的“维持能力”“更新能力”在实际应用中很难确定度量的方法和尺度。

总体看来，国内外对河流生态系统健康的涵义起初多着重强调河流生态系统的自然属性，后期逐渐拓展到社会属性领域。但由于河流生态系统本身极其复杂，同时研究者的学科背景和评价角度（包括水文、水质、生态、水生生物、物理结构以及河岸带植被等）各不相同，目前河流生态系统健康理论呈多元化发展态势，尚未形成明确一致的内涵和通用的表征指标。这种模糊性和不确定性在一定程度上阻碍了河流生态系统健康在实际应用中的进一步发展。

1.2.3　河流生态系统健康评价

1.2.3.1　评价指标

河流生态系统健康概念本身并不具有任何现实意义，只有通过对河流生态环境进行有效的、可靠的、可操作的，并能为河流管理者提供指导信息的健康评价来实现，而评价指标的合理选取影响并制约着河流生态系统健康评价结果的针对性和准确性（吴阿娜等，2008），是成功评价的关键步骤。河流生态系统健康评价指标既包括体现系统复杂性的系统综合水平、群落水平、种群及个体水平等多尺度的生态指标，又兼具物理、化学方面的物化指标，以及描述河流生态系统的生态服务质量及其可持续性的社会经济与人类健康指标（吴阿娜等，2005；刘晓燕等，2006；高永胜，2007）。

（1）物化指标。物化指标表征的是河流生态系统中的非生物环境因素，而非生物环境因素是河流生态系统行为的反映，也可能是导致或影响河流生态过程变化的原因。作为最早使用的指标，常见的物化指标有pH值、溶解氧、色度、重金属浓度、总磷、总氮等，其在众多项目中占据主导地位，现行于世界各国的水质标准就是具体体现。物化指标浅显易懂、实用性强，能够将河流生态系统的健康状况直观地反映出来，但单纯使用将使评价结果不全面，尤其是在目前其与河流生态系统作用机理尚不甚清楚的情况下（Cairns等，1993）。

（2）生态指标。常用的生态指标包括种群及个体指标、群落功能与结构指标和生态系统综合指标。①种群及个体指标。利用种群及个体指标评价生态系统健康状况比较直观，具有早期预警作用（Suter等，2005），其难点在于选择恰当的指示种。目前多从对化学因素变化反应较为敏感的、公众较为熟悉的动植物以及对生态过程变化和其他压力作用反应比较明显的物种中筛选（李瑾等，2001）。②群落功能与结构指标。在通常情况下，群落的功能和结构能够反映出生态系统因干扰和外来压力留下的印迹，这是使用群落功能与结构指标评价生态系统健康的原理。具体到河流生态系统，结构指标易于观测，使用较多，而功能指标虽然能够全面衡量生态系统变化过程，但测算困难，使用较少（张光生等，2010）。③生态系统综合指标。Costanza（1992）从可持续性能力的角度，提出了以活力、组织和恢复力3个指标来表征生态系统的基本健康状态。由于这些指标与生态系统健康的概念和内涵较为相符，目前被普遍接受。Jorgensen等（1995）从能量的角度，提出用活化能、结构活化能和生态缓冲量来衡量河流生态系统的健康。Eugene等（2004）进一步提出用活化能的变化描述河流生态系统富营养化的过程和评价系统在外界影响下的变化，而结构活化能则可以作为一个描述生态系统健康状况及其在外界干扰下变化的整体量化指标。

（3）人类健康与社会经济指标。生态环境是人类生存的根基，生态系统健康问题由人类引起，人类的价值判断不可能不体现于其中，而人类的价值判断来源于社会经济和文化因素，因此，应在生态系统健康评价时考虑社会经济和文化因素，否则难有实际意义（罗跃初等，2003）。其中，人类健康指标主要指死亡率、主要疾病发生程度、文化水平等，社会经济指标（如GDP、失业率、人均能量消费等）主要指来源于经济学指标和会造成环境压力的社会指标。Corvalan为评价环境健康质量，构建了驱动力—压力—状态—暴露—影响—响应模型，进行评价指标选取（Peterson，2002）。李日邦等（2000）基于人—地关系，选择健康和环境两项综合指标评价区域环境—健康，其中健康指标包括疾病状况、人寿状况和文化教育，表征人的身体素质和文化素质；环境指标包括自然环境、环境污染、经济水平和卫生资源，表征人的生存空间质量。

河流生态系统健康涉及水质、水文、水生生物、河流形态结构及河岸带等自然因素和经济、文化等社会因素，且其自身复杂、多样，各个地区、各条河流生态系统所面临的问题也不尽相同。因此，国内外学者对选用何种评价指标以及指标之间如何组合等问题至今仍存在着大量争议（夏自强等，2008；Ladson等，1999），但一般都会考虑河流生态系统健康的具体特征，同时遵循整体性、独立性、科学性、可比性、代表性和可操作性的原则。

1.2.3.2　评价标准

评价标准是人们对客体的价值或优劣进行评判比较时的一种参照，其在河流生态系统健康评价中极为重要，因为评价标准不同，可能产生完全不同的评价结果（夏自强等，2008）。

河流生态系统健康既涉及自然条件，又涉及人类经济社会活动，其评价只能通过寻找其自然功能和社会功能间的平衡点来实现，评价的“健康”也只是相对的健康（刘晓燕，2005）。因此，河流生态系统健康评价需要一定的基准状态作为参照系，以便进行对比（孙雪岚等，2007），这个“一定的基准状态”即为评价标准。由于人类认识水平、生态价值取向、经济发展层次、历史文化氛围以及气候变化、地质构造变迁、生态演替阶段等多种多样，河流生态系统健康评价标准因此也不尽相同（夏自强等，2008；孙雪岚等，2007），具有明显的时代性、地域性和动态性的特征（黄宝强等，2011），据此，将现有的河流生态系统健康评价标准大致划分为时代性、地域性和状态性3种类型的参照系（表1.1）。

从表1.1可以看出，时代性和地域性参照系是根据河流所在区域的特性选取的，但是均具有一定的局限性。一方面，在同一区域内很难找到不受人类干扰的参照系，而选用历史资料也存在信息不全的问题；另一方面，河流生态系统健康的评价标准深深烙下了人类和自然演替的不同足迹，不同区域的参照系因而代表着不同的生态意义，不具有可比性。状态性参照系显然违反了流域社会经济发展与河流生态系统自身演替的规律，如前文所述，“健康”只是相对的健康，实际上，河流生态系统在不同背景下的健康标准只是一种人类的社会选择（刘晓燕，2005）。因此，在选取河流生态系统健康评价标准时，应因“河”而异，因“时”而异，区别对待河流生态系统的一般性和特殊性问题，结合河流的生态环境、自然特性及其所处的社会经济发展状况具体确定。

1.2.3.3　评价内容和方法

河流生态健康问题最早源于河流水体受到污染，水质恶化，人类早期的河流管理也是从关注水生生物对水质变化的响应开始的。近30年来，河流生态系统健康评价主要经历了水质评价、水生生物评价、河流栖息地质量评价和河流生态系统整体状况评价4个具有代表性的阶段，各阶段代表性河流生态系统健康评价方法的主要提出者、提出年份、评价方法名称及缩写见表1.2。

1.水质评价

19世纪末，人们开始在部分污染严重的欧洲河流通过检测水体理化状况开展水质评价，其时评价指标仅有化学需氧量、生化需氧量、大肠菌群以及细菌总数等少数几项简单的卫生学指标（陈静生，1992）。随着工农业的快速发展，大量有机物、重金属、农药等污染物质随水流进入河道，水体污染程度呈指数增长，与此相应，陆续有100多项水体理化指标被运用于水质监测。目前，常见的水体理化指标有：①物理指标：温度、色度、电导率、浊度等；②化学指标：pH值、硬度、盐度、溶解氧、生化需氧量以及氮磷和有毒、有害物质的含量等。

相对于其他评价方法，已有上百年历史的水质评价法，是目前相当成熟的技术方法，除了随机数学模型和确定性数学模型外，主成分分析法、综合指数法等常规多指标综合评价法及物元分析法、模糊综合评价法、人工神经网络法、灰关联分析法等不确定性数学方法在水质评价中也得到了大量应用（徐祖信，2003；王玲杰等，2004）。但是水质评价只能说明河流生态系统所面临的环境压力，难以直接描述河流生态系统对环境因素变化的响应（朱英等，2008）。

2.生物评价

研究发现，生物群落能够整合不同时间尺度上的化学、生物和物理影响，具有很强的环境代表性，能够较好地反映包括物理生境消失、斑块化变化、化学物质污染，以及水资源过量抽取、河岸植被带过度采伐和外来物种入侵造成的河流生态环境总体退化情况（蔡金宝，2004），因此，人们常采用一些指示种群来监测和评价生态系统健康，以客观反映多种胁迫对河流生态系统造成的累计效应（James等，1999）。应用水生生物评价河流生态系统健康，指示生物的选择是关键。其中，藻类、底栖动物和鱼类因为具有稳定、易测等优点，被作为常用的水质监测和评价指示生物（Biggs，1999）（表1.3）。

生物评价法不但能够评估河流生态系统健康的状态，而且能够分析引起这些状态变化的原因（Niemi等，2004），成为河流生态系统健康评价常用的基本方法之一，但仍存在一些明显不足：①指示物种的筛选标准难以明确界定，易导致采用不合适的类群；②采用不同类群进行评价时，其取样尺度与频度难以确定（Daily，1995）；③不少指示物种具有非常强的迁移性，对外界干扰的耐受性较弱，致使其群落结构变化与生态系统的变化相关性较差（Vitousek，1997）；④指示物种的监测指标选择不当容易引起河流生态系统健康评价偏差（Rapport等，1989）；⑤当胁迫在较高层次上对河流生态系统的功能和结构造成影响，但指示物种没有变化，此时采用该方法就极为不当。

3.河流栖息地质量评价

作为河流生态系统的重要组成部分，河流栖息地在很大程度上决定了水生生物的生存状态，其质量评价已发展为河流生态系统健康评价的一个重要方面。在众多的栖息地质量评价方法中，应用的最为广泛的主要有河道内流量增量法（Instream Flow Incremengtal Methology，IFIM）、栖息地适宜度模型（Habitat Suitability Index Models，HIS）和河流栖息地调查法（River Habitat Survey，RHS）。

IFIM法首次被Bovee（1982）用于河流栖息地的质量评估，其原理是将水生生物信息与水力数学模型加以结合，首先模拟计算出适于生物生存的加权可利用面积，然后建立河流流量与加权可利用面积间的函数关系，再通过这种函数关系评价栖息地对水生生物的适宜程度。物理栖息地模拟模型（Physical Habitat Simulation System，PHABSIM）也在此原理上被开发出来，并在河流栖息地质量评估方面得到更为广泛地应用（Jowett，1992）。

HIS模型由美国鱼类与野生动物局开发而成，其通过定量分析代表性物种栖息地各项因子变化带来的有利和不利影响来评价栖息地的适宜程度（Thomasma等，1991）。该模型基于栖息地选择、限制因子和生态位分化等生态学理论（Morrison等，1998），认为水温、水深、植被覆盖、基流、基质类型等指标对物种的分布和丰富度影响显著。目前，在HIS模型构建原理影响下，已陆续发展出RHYHABSIM、HABITAT、EVHA、CASIMIR、River 2D、Meso-HABSIM和HS-GIS等栖息地适宜度模型，极大地丰富了水生河流栖息地适宜度评估领域（Bovee，1982；Steffler等，2002；Vincenzi等，2006）。

RHS调查法由英国环境署制定于20世纪90年代，是用于评价河流栖息地物理属性和栖息地质量的全国性标准方法，其理论基础是生物多样性决定于栖息地多样性，对野生生物有价值的栖息地特征的出现率可以用来表征栖息地的质量（Raven等，1998）。该方法具有明确的调查尺度和调查方法，首先在目标河流随机抽取调查河段，长度为500m，每间隔50m设置一个断面，然后将各断面调查资料依次排列输入电脑，自动完成相关评价。其调查指标主要包括背景资料（流域名称、污染源距离、高程等）、河岸资料（岸坡植被组成、建筑物等）、河道资料（水面植物盖度、底质组成、水下植物的根系特征等）、其他资料（目标河段几何形态、两岸土地利用类型、有害植物比例等）。RHS调查法强调河流生态系统的不可逆性，适用于经过人工大规模改造的流域、区域以及国家尺度上的物理结构和栖息地质量评估（Raven等，1998）。

4.河流生态系统整体状况评价

如前文所述，水文、地貌、水质等河流生态系统的理化因素影响着生态系统中生物群体的状况，同时水生生物也影响着栖息地各种环境因子的发展，仅仅评价栖息地的质量难以全面反映河流生态系统的健康面貌，因此，人们开始从生态系统整体观点出发，依据专业知识，综合考虑水文、水质、水力学、河流物理形态、地貌、河岸带以及水生生物等多种河流生态系统影响因子，将评估范围从河流栖息地进一步拓展到整个河流生态系统。就目前而言，快速生物评价方案（Rapid Bioassessment Protocols，RBPs）、澳大利亚河流评价体系（AUSRNAS）和河流状况指标体系（Index of Stream Condition，ISC）是这类评价方法的典型代表。

RBPs评价方案源于20世纪80年代中期以前存于美国佛罗里达、俄亥俄、肯塔基等州的多种河流生态评价方法（Plafkin等，1989），主要反映代表河流水体环境长、中、短期变化的藻类、水生昆虫以及鱼类三个次级生物系统以及河流栖息地的状况，是目前国际河流生态系统健康评价方法的重要参考。其改进版本——河流快速生物评价准则（Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers）提出了流量、河道宽度、底质多样性、化学水质参数、粗木质含量、河岸带植被状况、河流周边土地利用等评价指标，设置了一种“可以达到的最佳状态”的标准参照状态，将河流目前的状态与之对比，得到最终的健康等级（Barbour等，1999）。该评价准则建立了一整套标准程序，选择具有指示性的水生生物作为监测对象，由生物种类构成、种类的种群数量推估监测河段生态系统的健康程度、生物多样性以及环境质量，还能够将数个单一河流的评价结果整合为整个流域生态系统的评价结果，进行大尺度的比较和讨论。

AUSRNAS源于澳大利亚河溪健康计划，其基本原理是根据参照系的数据建立生物与河流状况之间的经验模型，以此经验模型预测监测系在不受人类干扰（或受干扰最小）的生物状况，再通过观测值与预测值之比评估监测系的河流生态系统健康状况（Coysh等，2000）。其突出特点有两个：①参照系标准的建立：收集参照系的生物、物理及化学指标参数，利用聚类分析将生物划分为数个相似的生物区系，由每一个生物区系所对应的物理、化学资料，找出最佳的环境因子作为AUSRNAS预测模型的预测因子，将其作为评价待评河流生态系统健康程度的依据；②采用水生昆虫作为评价目标：水生昆虫常被用来监测水质变化的标准生物（Rosenberg等，1986），利用水生昆虫评价河流生态系统健康状况的最大优点就是它们在各种水体中都存在，能够快速地反映水质的变化，可以作为连续监测水质的指标。

ISC由澳大利亚维多利亚省政府提出，是评估整个河流生态系统健康的整合性指标（Ladson等，1999），其主要用于评价较大区域性的河流生态系统的健康程度，为长期资源管理提供参考依据。ISC发起于1996年，随后维多利亚省政府在其辖区内4个流域中的80多处河段进行了环境与生物指标数据的收集，经过2年论证，3年现场资料收集和1年的测试，最终成形于1999年（Ladson等，1999）。该指标体系包括河流水文、物理结构特征、滨岸带状况、水质及水生生物共5大类22项次级指标：①水文指标：工程前后水文变化的幅度、流域内城市化程度、引起河流栖息地剧烈变化的大型水利工程措施状况；②物理结构特征指标：边坡稳定程度、底质堆积及其固化情况、粗木质残体的数量；③滨岸带状况指标：植被宽度（与河道宽度的比例）、植被连续性（植被间隙的数目与宽度）、结构完整性（乔灌草）、乡土植物种的比例和盖度；④水质指标：pH值、导电率、浑浊度、总磷；⑤水生生物指标：底栖生物的多样性和完整性。其中，每个次级指标的评分范围为0～10分（最高分为10分，代表理想状态）。其通过对比参照系的河流生态系统状况，采用等级赋分累加的形式得到测评系的ISC总分，总分被划为5个等级，代表河流生态系统健康的不同状况。值得一提的是，ISC设定的参照系的参考标准与AUSRNAS的不同，其为真实的原始自然状态的河流生态系统，这一般只能在澳大利亚这种开发较晚的地区才有可能采用。

河流生态系统整体状况评价法简单、快捷，评价结果易懂、相对全面，但其需要耗费大量的时间、人力和物力，且整体性评价与物种多样性分布的维持机制极其密切，而评价尺度对此有决定性的影响，评价尺度的选择不但会影响评价指标的选取，而且会影响评价结果。