湖滨带是湖泊流域水生态系统与陆地生态系统间一种非常重要的生态过渡带，它具有拦截径流污染物的缓冲功能、维持湖泊生物多样性并提供野生动植物栖息地的生态功能、稳定湖岸控制土壤侵蚀的护岸功能。湖滨带是湖泊的一道保护屏障，因为在非生物生态因子的环境梯度以及地形和水文学过程的作用下，矿物质、营养物质、有机物质和有毒物质必须通过各种物理、化学和生物过程穿过湖滨带才能从流域进入湖泊水体。生态退化的湖滨带往往造成植被破坏、生物多样性下降、湖岸遭受侵蚀、水质恶化、景观美学价值降低、洪涝灾害频繁，甚至影响人民的身体健康和生命财产安全。因此湖滨带是健康的湖泊生态系统的重要组成部分和评价标志［1］。然而，湖滨带生态系统健康涵义还未见明确阐述，湖滨带生态系统健康评价的理论与方法的研究也远远不足。太湖是长江中下游著名五大淡水湖之一，属于我国重点控制的“三湖”之一。近年来由于流域经济的快速发展和不合理的开发利用导致太湖水质恶化，富营养化趋势明显，生态系统急剧退化，太湖湖滨带生态系统的结构破坏严重，造成生境恶化、生态功能退化等问题，严重影响了湖滨带的景观、渔业、农业以及产业，经济损失巨大［2-3］。鉴于此，选择太湖湖滨带为研究对象，研究湖滨带生态系统健康评价体系，并对太湖湖滨带生态现状进行评价。 1太湖湖滨带现状 太湖湖滨带的形状如图1，岸线总长405km［4］，其中环湖大堤占岸线全长的73%。根据2010年的测定，图1太湖湖滨带形状及采样点位设置Fig．1ThediagramoflittoralzoneofLakeTaihuandthelocationofsamplingsites梅梁湾段长76．2km，竺山湾段长37．7km，西部沿岸段长34．5km，南部沿岸段长56．2km，东太湖段长69．8km，东部沿岸段长87．7km，贡湖段长43．2km。健康的湖滨带是由陆向辐射带、水位变幅带和水向辐射带组成的［1］。但是太湖湖滨带几乎被环湖大堤及山体所包围，天然的陆向辐射带已基本不存在，且环湖大堤将水位变幅带和水向辐射带与陆域分离开来，原来的水陆物质交换也随之阻隔，因此太湖湖滨带的范围就不再涵盖陆向辐射带。根据对太湖湖滨带的水下地形、水文特征、植物群落分布考察，将太湖湖滨带的范围界定为大堤以内(水向)50—100m的环形区域。太湖湖滨带主要存在以下生态、环境问题:(1)环湖大堤的阻隔及侵占:太湖湖滨带是典型的大堤型湖滨带，大堤的存在一方面将湖滨带与缓冲带分割开来，缓冲带的水流不能通过漫流直接入湖，只能在缓冲带较上游进入河道，通过通湖的较大河流入湖;另一方面大堤直接侵占了湖滨带湿地植物的生长空间，并通过风浪的作用强化了对湖滨带基底的淘蚀作用，加剧了湖滨带生境条件的退化。(2)水环境质量普遍较差:根据2008—2011年的持续调查发现，除东太湖、贡湖湖滨带阶段性的相对较好外，其他均为IV类、V类，夏季竺山湾甚至达到劣V类，生物物种以耐污型为主。(3)水生植物大面积消失且分布不均:以挺水植物为例，湖滨带挺水植物面积由20世纪80年代的64．6km2，下降到2008年的6．38km2，缩小了近90%。沉水植物主要集中在东太湖，其他湖区相对较少;挺水植物主要分布在西部沿岸、北部湖湾区，而东太湖相对较少。(4)生态脆弱性持续增加:根据生态脆弱性综合评价分析结果，太湖湖滨带生态脆弱性状况在1978年最轻，持续到1991年其状况均为轻脆弱性;而从1996年至2008年，太湖湖滨带生态环境脆弱性指数总体上呈现上升趋势，2008年已经达到为强脆弱性［5］。 2太湖湖滨带生态系统健康评价研究 2．1评价方法的选择 选择合适的评价方法是进行生态系统健康评价的关键步骤。用于湖泊领域的生态系统健康评价方法主要包括以下3种:指示生物法、压力-状态-响应(Pressure-State-Response，PSR)法、生态健康综合指数法(EcologicalHealthComprehensiveIndex，EHCI)。(1)指示生物法主要根据生态系统中指示物种的多样性和丰富度，确定丰富度指数或完整性指数(如生物完整性指数)。当生态系统受到外界胁迫后，这些指示物种的适宜生境受到胁迫，它们的结构功能指标将产生明显的变化。但是这种方法不宜单独使用，因为生态系统非常复杂，仅依靠某一类敏感物种表示系统变化不可能展现出清楚的因果关系［6］。湖滨带是由多种生物构成的非平衡开放性复杂生态系统，因此不适合采用指示生物法反映其生态系统的状态或变化趋势。(2)压力-状态-响应(PSR)法是基于OECD(OrganizationofEconomicCo-operationandDevelopment，联合国经济合作开发署)建立的PSR模型框架构建的［7］。该模型区分了3类指标，即压力指标、状态指标和响应指标，其中压力指标表征人类的经济和社会活动对环境的作用;状态指标表征特定时间阶段的环境状态和环境变化情况，包括生态系统与自然环境现状，人类的生活质量和健康状况等;响应指标指社会和个人如何行动来减轻、阻止、恢复和预防人类活动对环境的负面影响，以及对已经发生的不利于人类生存发展的生态环境变化进行补救的措施。PSR评价方法广泛地应用于区域环境可持续发展指标体系研究、水资源、土地资源指标体系研究中，也有人尝试将该方法应用到湖滨带的生态系统健康评价中［8-9］，但是湖滨带的特点是长度大但宽度小，分散到每个行政区域的总面积并不大，因此很难看出不同行政措施对湖滨带的影响;另外由于太湖大堤在很大程度上削减了外界人口、经济、社会的影响，所以PSR方法并不适合太湖湖滨带的生态系统健康评价。(3)综合健康指数法是通过建立多层次、多指标的综合健康指数体系，对系统的生态健康状态进行定量的评价与比较，该方法的基本原理简单，计算简便，结果可靠、直观，在生态系统健康评价中已经有相当广泛的应用［10-11］。鉴于以上分析，太湖湖滨带的生态系统健康评价选用了综合健康指数法。 2．2湖滨带生态系统健康的定义及综合健康指数分级 根据多年对湖滨带系统的研究结果［1-3］，将健康的湖滨带生态系统定义为:湖滨带的生物多样性及生态系统结构基本稳定，生态系统的能量输入和物质循环正常，局部节点的能量和物质累积没有导致湖泊功能退化和水环境质量下降，具有良好的自适应性和自我修复能力。就太湖来讲，健康的湖滨带生态系统应该具有足够的湖滨滩地、较强的水体自净能力、适宜的清洁度、较丰富的生物多样性，能够发挥应有的拦截污染物、提供生物栖息地、稳固湖岸以及增加景观美学潜力。参照湖泊等其他类似生态系统的健康评价，设立湖滨带生态系统健康综合指数(EHCI)，值越大代表健康状态越好，将湖滨带生态系统健康状态分为很健康、健康、亚健康、疾病、严重疾病5级，详见表1。#p#分页标题#e# 2．3评价指标体系的构建 采用综合健康指数法构建湖滨带生态系统健康评价体系的重要环节是指标体系的设定、指标的选择，而这些都是基于对湖滨带生态系统健康的正确理解基础上的。借鉴其他类似生态系统的健康评价方法［12］，将太湖湖滨带生态系统健康评价指标体系设计成递阶层次结构，即由目标层、准则层和指标层构成。 (1)目标层 目标层用以反映健康状况的总体水平，用生态系统健康综合指数(EHCI)表示。EHIC是根据准则层和指标层逐层聚合的结果。 (2)准则层 准则层从不同侧面反映湖滨带生态系统健康状况的属性和水平，是确定主要影响因子范围的关键构建层。著名湖沼学家JacobKalff指出在研究某个湖泊、湿地或者其中一部分的时候，影响因子的空间有效性是十分重要的，如果错误的放大尺度效应，会导致人为强化无关因子同时又弱化了主要因子［13］。在太湖湖滨带这样一个范围窄小且有大堤阻断的特定区域内，气候因子、现有的针对性不强的行政措施、外延区域的人口密度、人群文化素质、经济发展等很难有显著的影响，所以这些因子均不作为采纳指标。借鉴湿地、河海岸带等类似的生态类型的评价方法［14-15］，湖滨带的生态健康评价也可以从化学指标、生物指标、物理指标3大类来设定。化学指标采用湖滨带的水质、底泥的清洁状况;生物指标采用岸带植被状况、其他生物(浮游动物、浮游植物、底栖动物)状况;物理指标采用岸带物理状况(岸内滩地面积)。鉴于以上分析，最终将太湖湖滨带的生态健康系统评价的准则层确定为以下5个方面:水质状况、底泥状况、植被状况、其他生物(浮游动物、浮游植物、底栖动物)状况、岸带物理状况。 (3)指标层 指标层是在准则层下选择若干指标所组成。依据目的性、综合性、主导因子以及可操作性4项原则，选择能反映湖滨带生态变化趋势、涵盖全面且无重复、有主导性、可搜集和可统计的指标。按照准则层设定的5个方面，分别确定其包含的指标，共计15个指标:①水质状况指标共计7项，除了选用《地表水环境质量标准》(GB383—2002)中对湖库水质关注的高锰酸盐指数、总氮、总磷、氨氮、溶解氧5项主要指标，还选用了与湖泊水体状态密切相关的透明度和总悬浮颗粒物2项指标;水质指标中没有采用叶绿素值，主要是考虑到湖滨带的水生植物也会产生大量叶绿素，从而叶绿素浓度的大小不能反映藻类密度;且浮游植物的测量结果完全可以反映藻类密度的情况。②底泥状况选用总氮、总磷、总有机质3项作为评价指标。由于太湖沉积物的有毒有机污染物、重金属浓度尚属低风险范畴［16-17］，所以可以忽略。③通常湖滨带的植物包括湿生植物、挺水植物、浮叶植物、漂浮植物、沉水植物;其中挺水植物是最具有湖滨带特征的典型植物，也是太湖湖滨带中最主要的植物［2］，因此选用挺水植物的覆盖率作为该项唯一的评价指标。④其它生物状况选用底栖动物、浮游动物、浮游植物3项主要指标。⑤岸带物理状况通常指岸带稳定性、岸内滩地面积、亲水景观舒适度［12］，而影响太湖湖滨带生态系统健康的主要因子是岸内滩地面积，因为它直接影响水生植物的分布、野生动植物栖息环境、岸堤的稳固和亲水景观的可塑空间，所以确定岸内滩地面积为岸带物理状况的唯一指标。根据以上原则，确定的太湖湖滨带健康评价体系如图2所示。 2．4指标层参照标准确定 生态系统健康评价是建立在与参照标准对比基础上的，用来参照或比较的标准可以采用国家环保部已经制定的一系列环境保护标准，也可以查询国外有关标准或查询公认的数量界限或者采用生态系统所在地域的平均本底值［18］。表2列出了15项指标因子的参照标准值及其确定依据，参照标准值用来sij表示，即为i指标在j点位的参照标准。 2．5数据的收集和无量纲化处理 于2010年8月份对全太湖湖滨带33个点位进行了全面的水质、底泥、生物、岸带情况调查(图1)，作为生态系统健康评价的基础数据。由于各指标的量级有很大的差别，不能直接进行计算，通常采取无量纲化处理，以便对各样本指标进行综合分析并使结果具有可比性［24］。这里采用比值法进行数据的无量纲化处理，其计算公式为:rij=xij/sij(1)或者rij=sij/xij(2)式中，xij是i指标在采样点j的实测值;sij是指标因子的参考标准。当指标因子数值越小，健康程度越好时，选用公式(1)来计算，例如水质中的高锰酸盐指数、总氮、总磷等10项指标;反之，则选用公式(2)来计算，包括溶解氧、透明度、挺水植物分布、浮游动物多样性指数以及岸内滩地面积5项指标。 2．6评价指标权重的确定 权重的确定尤为重要，目前确定权重的方法主要有主观赋权法和客观赋权法。主观赋权法最常见的是专家打分法，其优点是概念清晰、简单易行，可抓住生态系统健康评价的主要因素，但需要寻求一定数量的有深厚经验的专家给予打分;客观赋权法是由评价指标值构成的判断矩阵来确定指标权重，最常用的熵值法本质就是利用该指标信息的效用值来计算，效用值越高，其对评价的重要性越大。本研究将以上两种方法有机的结合起来，使所确定的权重同时体现主观信息和客观信息，采用专家打分法确定准则层权重，熵值法确定指标层的权重。 (1)准则层B权重的确定方法 该层次的权重系数采取专家打分法确定，将评价指标做成调查表，邀请专家进行打分，满分为10分，分值越高表示越重要。通过对咨询结果进行整理后的判断矩阵，计算每个准则层的权重系数(表3)。 (2)指标层C权重的确定方法 由于每一准则层下有多个指标层，各个因素的数据由实际调查所得，为了使其更具有客观性，本层次的权重系数由熵值法确定。2．7湖滨带生态系统健康综合指数的计算各指标的无量纲化值和指标熵权确定后，代入下式，即可求得湖滨带生态系统熵权综合健康指数:EHCI=∑mj=1［W(CA)i×rij］×100(8)EHCI为湖滨带生态系统健康的综合指数值;rij为评价指标的无量纲化值，此处需满足0≤rij≤1，大于1的按1取值。#p#分页标题#e# 2．8评价结果 根据表1中EHCI指标数据，采用公式(8)计算出2010年太湖湖滨带的各个采样点的生态系统健康综合指数如图3所示。33个点位中为“很健康”、“健康”、“亚健康”、“疾病”、“严重疾病”的分别占0%、24．2%、21．2%、51．5%及3．0%，也即超过一半的点位处于“疾病”状态。生态状态为“健康”的点位主要分布在东太湖和贡湖东南区域，“疾病”状态的点位主要分布在竺山湾、梅梁湾和西部沿岸及贡湖北段。另外，表4按太湖湖滨带7个区段的划分列出了其平均生态系统健康综合指数，该结果表明太湖湖滨带生态系统健康整体状况较差，只有东太湖刚刚超过“健康”分数的下限，东部沿岸、贡湖、南部沿岸均处于“亚健康”状态，而梅梁湾、竺山湾、西部沿岸属于“疾病”状态，且竺山湾的生态健康状态最差。 3分析与讨论 3．1关于评价权重 准则层B相对于目标层A的权重是根据专家打分并进行统计处理后得到的。按照权重系数的大小，准则层B各个因素的相对重要性排序为:湖滨带植被状况B3(0．2245)＞水质状况B1(0．2092)＞岸带物理状况B5(0．2078)＞其他生物状况B4(0．1841)＞底泥状况B2(0．1743)。其中，植被状况B3(0．2245)、水质状况B1(0．2092)和岸带物理状况B5(0．2078)这3个因素的权重系数较大，并且3者权重之和(0．2245+0．2092+0．2078=0．6415)大于0．5，即这3个因素的权重之和大于另外2个指标的权重之和，即“植被状况”、“水质状况”和“岸带物理状况”属于准则层B中最重要的因素，且“植被状况”显得尤为重要。指标层C相对于准则层B的权重是用熵值统计法得出的。(1)在水质状况B1所对应的7项指标中，总磷C13(0．4481)的权重最大，其次为氨氮C14(0．2719)，2者权重之和(0．72)大于0．5，即水质状况中的“总磷”和“氨氮”属于最重要的因素。(2)在底泥状况B2所对应的3项指标中，总磷C22(0．4749)的权重最大，其次为总氮C21(0．4109)，这2个因素的影响要明显高于总有机物C23(0．1142)。(3)在植被状况B3中由于只选择了1项指标因子“挺水植物覆盖率C31”，因此它的相对权重为1。(4)在其他生物状况B4所对应的3项指标中，浮游植物密度C42(0．7984)的权重最大，且大于其它2项之和，为其中最重要的因素。(5)岸带物理状况B5只有1项指标因子“岸内滩地面积C51”，所以它的相对权重为1。指标层C相对于准则层A的权重是由公式(7)计算得出的，可以通过该层权重的大小直接判断所有指标因子的相对重要性。15个指标因子中权重最高的前3个依次为:挺水植物覆盖率C31(0．2245)＞岸内滩地面积C51(0．2078)＞浮游植物密度C42(0．1470)，这3项指标的权重之和(0．5793)＞0．5，也即这3项为最重要的指标因子，对湖滨带生态系统健康评价结果会起到决定性的作用。 3．2关于评价结果 由评价结果可知，太湖湖滨带中，梅梁湾、竺山湾、西部沿岸均属于“疾病”状态，影响它们健康状态的主要因素是挺水植物覆盖率低、岸内滩地面积少、浮游植物密度高、磷浓度高。例如，梅梁湾5个调查点位的岸内没有任何滩地，也无挺水植物生长，且浮游植物密度最高达2．5×109个/L。竺山湾受夏季东南风的影响造成大片有害藻堆积，浮游植物密度最高值(3．3×109个/L)就出现在这一区段;另外竺山湾点位水质及底泥的总磷含量在全湖滨带都是最高的。西部沿岸的调查点位中有3个点缺乏岸内滩地面积，挺水植物生长稀少，并且其底栖动物HBI生物指数也是最高的。另外，依据评价结果，唯一处于“健康”状态东太湖区段，该段具有大面积的岸内滩地，挺水植物生长茂盛，浮游植物密度相对较低。本方法的计算结果与太湖湖滨带各分区的实际调查情况相符合［21］，即竺山湾的生态状况最差，梅梁湾的次之;北部区段的生态状态明显劣于南段及东南段区域的;东太湖的生态状态相对较好。胡志新等［25］采用湖泊生态系统健康的系统能、系统能结构、生态缓冲容量和湖泊营养状态指数的研究也显示类似结果，即太湖生态系统健康呈现由东南部湖区向西北部湖区递减的趋势。马陶武等［22］运用底栖动物综合生物指数法对太湖60个采样点位的清洁度分析也有同样证明了东太湖区域的健康状态相对较好，在太湖15个清洁样点位中有9个样点分布在东太湖。这说明本研究采用专家打分与熵值权重法结合的生态系统健康综合指数法对其进行生态系统健康的评价结果是可信的、方法是可行的。 4结论与建议 太湖湖滨带生态系统的特点是湖岸类型以大堤型为主、水环境质量普遍较差、水生植物大面积消失且分布不均、生态脆弱性持续增加。据此设计了太湖湖滨带生态系统健康评价指标体系，对整个太湖湖滨带生态系统进行了评价分析，得出以下研究结论: (1)湖滨带生态系统健康综合指数体系中的准则层及指标层的权重系数研究结果显示，准则层5个因素的重要性排序为湖滨带植被状况＞水质状况＞岸带物理状况＞其他生物状况＞底泥状况;15个指标因子中权重系数最高的前3个因子依次为挺水植物覆盖率＞岸内滩地面积＞浮游植物密度，这3个因子的权重系数之和大于0．5，对最终评价结果起到决定性的作用。 (2)综合评价结果显示，太湖湖滨带生态系统健康状况不容乐观，梅梁湾、竺山湾、西部沿岸的湖滨带均处于“疾病”状态;南部沿岸、东部沿岸、贡湖的湖滨带均处于“亚健康”状态;只有东太湖湖滨带属于“健康”状态。该评价结果与太湖湖滨带实际调查情况以及前人对于全太湖的研究相符，说明建立的评价方法是可行的。 但是，本文中所应用的健康状态等级划分模式，不易准确评价两个邻近等级的边界值。如果利用多次或长期的湖滨带生态调查结果，采用本文的湖滨带生态系统健康方法，对湖滨带不同时空的生态系统健康状态的比较和变化趋势分析，能够得出更准确的结果。本研究对进一步完善湖泊生态系统健康评价体系具有一定的参考价值，同时也为湖泊管理、湖滨带的生态修复及工程决策提供科学依据。#p#分页标题#e#