城市河道岸坡近自然治理技術(shù)及其生態(tài)效應(yīng)評價(jià)

孟凡超,王玉杰,趙占軍,趙洋毅,雷聲坤

(北京林業(yè)大學(xué)水土保持學(xué)院水土保持與荒漠化防治教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100083)

Nilsson定義河岸帶為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地帶[1]。河岸帶作為濱水區(qū)域中植物適宜生長的地區(qū),為動物提供了棲息場所,也是陸生和水生動植物活動遷移的廊道,在生態(tài)系統(tǒng)中占據(jù)了非常重要的地位。因其特殊的生境條件,在涵養(yǎng)水源、蓄洪防旱、維持生物多樣性和生態(tài)平衡等方面均有十分重要的作用,是河流天然的保護(hù)屏障,是健康河流生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分和評價(jià)標(biāo)志[2-3]。因此,河道生態(tài)護(hù)坡基于維持河岸帶的生態(tài)功能,顯得尤為必要。近年來,隨著我國城市化進(jìn)程的快速推進(jìn),河道治理片面考慮河岸的實(shí)用耐久性,多采用混凝土式護(hù)岸,忽略河岸帶植物群落的生態(tài)功能,導(dǎo)致其生態(tài)作用越來越小,最終結(jié)果是河流的自凈能力喪失,加劇了河流水質(zhì)的污染[4]。即使應(yīng)用生態(tài)措施治理河岸時(shí),其護(hù)坡技術(shù)不夠成熟,結(jié)構(gòu)單一,缺乏對照,沒有足夠的說服力。本文將采用幾種不同的治理模式對相鄰河岸進(jìn)行整治,并通過對治理后岸坡的水土保持效應(yīng)研究,探討其生態(tài)功能,豐富河流護(hù)岸設(shè)計(jì)內(nèi)容,為該地區(qū)相似岸坡的治理提供參考。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于重慶市長壽區(qū)桃花溪,位于重慶東部,地處 106°49′-107°27′E,29°43′-30°12′N 間,屬中亞熱帶濕潤氣候區(qū),四季分明、氣候溫和、冬暖春早、熱量豐富、降水充沛,常年平均氣溫 17.7℃,最高年20.4℃,最低年16.7℃,常年平均降水量1 165.2 mm。轄區(qū)南北長56.5 km,東西距57.5 km,總面積1 423.62 km2。屬重慶市三峽庫區(qū)生態(tài)經(jīng)濟(jì)區(qū)29個(gè)區(qū)縣之一,處三峽庫區(qū)生態(tài)經(jīng)濟(jì)區(qū)和都市發(fā)達(dá)經(jīng)濟(jì)圈結(jié)合部。

長壽境內(nèi)河流眾多,水資源較為豐富,工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)比較發(fā)達(dá),素有“化工城”之稱。桃花溪全長15.79 km,流域內(nèi)7條支河,9個(gè)匯水面,流域面積31.12 km2。多年平均降水量為1 155.8 mm,主要污染來自垃圾、污水排放和化工污染。

示范區(qū)域位于桃花溪左岸一級階地平臺上,在長久的桃花溪洪水的不斷沖刷下,河漫灘已變成弧形,按照庫區(qū)最高蓄水位175 m考慮,將直接受桃花溪水沖刷。所以有必要對該區(qū)域進(jìn)行總體規(guī)劃設(shè)計(jì)。

2 護(hù)坡技術(shù)設(shè)計(jì)與水土保持效應(yīng)評價(jià)方法

2.1 生態(tài)護(hù)坡模式的關(guān)鍵技術(shù)及其設(shè)置

在充分消化吸收國內(nèi)外先進(jìn)的河流生態(tài)系統(tǒng)修復(fù)技術(shù)的基礎(chǔ)上,提出了以下4個(gè)模式的河流治理措施,并在重慶市長壽區(qū)桃花溪陸續(xù)展開試驗(yàn)、示范。

2.1.1 樣地設(shè)置 示范區(qū)的樣地設(shè)置采用固定樣帶法,將40 m長、10 m寬的示范區(qū)分為近水區(qū)(在河流水位變化區(qū)以內(nèi)的河岸區(qū)域)和遠(yuǎn)水區(qū)(河流水位變化區(qū)以外的河岸區(qū)域)兩個(gè)不同的區(qū)域進(jìn)行構(gòu)建。近水區(qū)采用拋石結(jié)合植物扦插的方式鋪設(shè),遠(yuǎn)水區(qū)則設(shè)置了1-4號觀測帶(觀測帶面積10 m×5 m),順著河水流勢的方向依次展開喬灌草混交自然原型護(hù)岸、喬木混交自然原型護(hù)岸、土工織物扁袋結(jié)合扦插護(hù)岸、天然材料織物墊平鋪?zhàn)o(hù)岸,并在2號、3號觀測帶內(nèi)附以活枝扦插、4號觀測帶種植灌木等土壤生物工程,利用存活植物來構(gòu)筑河岸邊坡結(jié)構(gòu),實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定邊坡,減少水土流失、改善棲息地生境的目的[5]。在樣地設(shè)置時(shí),每列觀測帶的坡頂、坡腰及近水區(qū)分別設(shè)置固定樣地,對各樣地的喬木、灌木和草本種類進(jìn)行全部調(diào)查,其中草本樣方1 m×1 m。在河道對岸的邊坡上選取了相同大小的嚴(yán)重退化土質(zhì)河岸作為對照,可以更好地評估這幾種生態(tài)護(hù)岸模式的水土保持效應(yīng)。

2.1.2 生態(tài)護(hù)坡技術(shù)的選取

(1)拋石結(jié)合植物扦插。利用拋石結(jié)合植物扦插修復(fù)河流生態(tài)系統(tǒng)是一種傳統(tǒng)的治河理念,它是在拋石施工的基礎(chǔ)上,截取植物的枝條隨即扦插入拋石空隙之中的一種土壤生物工程方法[6]。拋石結(jié)合植物扦插既可以固定岸坡,減小局部岸坡的水流流速,減輕消除水流的沖蝕作用,保護(hù)河岸土體地域沖刷侵蝕,又可以達(dá)到改善河岸棲息地的目的。

在近水區(qū)常水位10 cm以上的部位種植耐水濕的紅葉李與木芙蓉扦插枝條,易成活。在拋石結(jié)構(gòu)底部鋪設(shè)碎石,向上逐級增加粒徑,以達(dá)到促淤效果,并在塊石間隙填實(shí)土壤,保證土體厚度至少達(dá)到塊石平均厚度的一半,可避免掏空現(xiàn)象[7],利用扦插枝條的根系代替?zhèn)鹘y(tǒng)護(hù)岸中無紡布過濾墊層,為植物的生長創(chuàng)造良好的環(huán)境,達(dá)到護(hù)岸強(qiáng)度、安全性、耐久性與生物性、親水性、景觀性的完美結(jié)合。

(2)自然原型護(hù)岸。自然原型護(hù)岸是指單純種植植物保護(hù)河岸、利用植物的根、莖、葉來固堤,以保持自然河岸特性的護(hù)岸方法,此類生態(tài)護(hù)坡設(shè)計(jì),多采用喬灌草混交模式,能有效促進(jìn)植被復(fù)層結(jié)構(gòu)的形成,有利于充分利用空間和營養(yǎng),增加河岸的生物多樣性。在遠(yuǎn)水區(qū)的1號樣地內(nèi),參照自然河岸植物群落,從坡頂?shù)狡碌滓来尾捎么沽c鳶尾等觀賞植物混交、毛竹與黃花槐的喬灌混交、各種耐濕性強(qiáng)的灌草植物相結(jié)合的優(yōu)化配置模式進(jìn)行固坡護(hù)岸,形成多層次生態(tài)護(hù)坡,穩(wěn)定土體結(jié)構(gòu),截留降水,減少風(fēng)力對土壤表面的侵蝕,提供并改善多種生境,有助于水陸過渡帶的生態(tài)功能和生物多樣性的恢復(fù)。此護(hù)岸類型主要應(yīng)用于流速較緩、坡度較陡的河岸[8]。

(3)土工織物扁袋(天然材料可選擇麻袋布)結(jié)合扦插。土工織物扁袋結(jié)合扦插護(hù)坡是把天然材料或合成材料織物在坡面展平后填土,然后把土工織物向坡內(nèi)反卷,包裹填土,并在呈階梯狀排列的織物扁袋之間扦插活枝條的土壤生物工程措施。這項(xiàng)技術(shù)綜合了土工織物扁袋護(hù)坡和植物護(hù)坡的優(yōu)點(diǎn),起到了復(fù)合護(hù)坡的作用。麻袋布具有降解效果,可起到反濾作用,在岸坡表面覆蓋麻布袋并按一定的組合與間距扦插植物,達(dá)到根系加筋、莖葉防沖蝕的目的,增加土體的抗剪強(qiáng)度,減小孔隙水壓力和土體自重力,大幅度提高岸坡的穩(wěn)定性和抗沖刷能力。在3號樣地內(nèi),織物袋內(nèi)填充黑麥草種、碎石、腐殖土等材料,并選擇紅葉李、木芙蓉等易成活的鄉(xiāng)土枝條扦插。

(4)天然材料織物墊(黃麻麻袋布)護(hù)坡。天然材料織物墊指用可降解的椰殼纖維、黃麻、木棉、蘆葦和稻草等天然纖維制成的織物,可結(jié)合植被一起應(yīng)用于河道岸坡防護(hù)。這類防護(hù)結(jié)構(gòu)下層為混有草種的腐殖土,上層織物墊可用固土與景觀效果均較好的灌木黃花槐固定,并在表土層撒播種子。

由于織物由天然纖維織成,織物腐爛較快,可促進(jìn)腐殖質(zhì)的形成,增加土壤肥力。結(jié)合灌草,可有效增加土壤的抗蝕抗沖能力,成為國際上普遍使用的河岸護(hù)坡技術(shù)。

2.2 生態(tài)護(hù)坡水土保持效應(yīng)評價(jià)

長壽區(qū)桃花溪河道生態(tài)護(hù)岸工程完成后,對各模式下的岸坡進(jìn)行持續(xù)的生態(tài)監(jiān)測,以比較各治理模式的優(yōu)劣,綜合評估河岸的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性與生態(tài)穩(wěn)定性。

2.2.1 監(jiān)測內(nèi)容與方法 桃花溪護(hù)岸工程在2008年7月完工,對治理的河岸坡面進(jìn)行連續(xù)2年的監(jiān)測,并保持每年平均1～3次的調(diào)查速率。為了保證觀測條件的一致性,每次調(diào)查均在連續(xù)的晴天之后。

(1)護(hù)岸植物的生長特性及生物量的調(diào)查。示范區(qū)內(nèi),采用每木檢尺法對各樣地坡頂、坡腰以及近水區(qū)植被的種類、高度、胸徑、覆蓋度等指標(biāo)進(jìn)行實(shí)地測量,分析河岸植被的群落結(jié)構(gòu)及其生物多樣性,并調(diào)查地上枝條的生長高度、蓋度及其枝葉的生物量,同時(shí)記錄地下部分的根系長度和生物量,分析河岸植被的生長特性。

(2)土壤抗剪強(qiáng)度、含水率及其堅(jiān)實(shí)度。每個(gè)樣地內(nèi),現(xiàn)場使用硬度計(jì)測定土壤硬度,并分別在坡頂和坡腰處按S形布點(diǎn)法各選取5個(gè)重復(fù)點(diǎn),將深度為15 cm的淺層土帶回實(shí)驗(yàn)室,使用烘箱法測定土壤含水率,TSZ30-2.0型臺式三軸儀測定土壤的抗剪強(qiáng)度,綜合分析河岸土體的穩(wěn)定性。

庫侖抗剪強(qiáng)度公式τf=c+σtgφ表明,土的抗剪強(qiáng)度由兩部分構(gòu)成,即粘聚強(qiáng)度c和摩擦強(qiáng)度σtgφ[9],其大小與作用在剪切面上的法向應(yīng)力成正比,所以在三軸試驗(yàn)中根據(jù)線性關(guān)系確定參數(shù)c,φ值即可。根據(jù)自然條件下不同植被、不同層次的最大垂直壓強(qiáng)為 11 k Pa(ρmax=1.95 g/cm3,h max=0.55 m,g=10 m/s2),考慮到植被等因素影響,把作用于土體的最大垂直壓強(qiáng)定為50 k Pa,得出在此垂直壓力下不同抗剪強(qiáng)度指標(biāo)的大小。

(3)數(shù)據(jù)分析。選擇Gleason物種豐富度指數(shù)(D)反映植物群落的物種多樣性。

D=S/ln A

式中：S——生態(tài)系統(tǒng)中的物種數(shù);A——單位面積。

利用SPSS 16.0對各護(hù)坡類型淺層土的抗剪強(qiáng)度進(jìn)行單向方差分析,抗剪強(qiáng)度與土壤含水率及土壤硬度的線性回歸分析。

2.2.2 結(jié)果與分析

(1)植物生長變化及其群落變化特征。在護(hù)岸工程完成6個(gè)月后對各樣地植物生長狀況進(jìn)行初步調(diào)查,其中自然原型護(hù)岸的草本植物生長狀況最為良好。作為工程后期引進(jìn)的兩種優(yōu)勢種,黑麥草以每月4～5 cm的速率生長,平均高度增長到29 cm,地上部分干重為134 g/m2,根重155 g/m2,而鳶尾的高度則達(dá)到了43 cm,每株鳶尾的平均葉片干重為5.12 g,根系干重為1.78 g。密集的草本蓋度有效地控制了表面土層的土壤侵蝕,有助于植物更好的發(fā)揮其水溫效應(yīng)與機(jī)械效應(yīng)。

在自然原型護(hù)岸中,除了通過植物種的侵入作用重新恢復(fù)草本植物外,喬木層的構(gòu)建也日臻完善。在工程完成后的兩年時(shí)間里,毛竹和垂柳的生長狀況均十分良好,其樹高、胸徑及其覆蓋度均有明顯增加,見表1,植被對實(shí)驗(yàn)區(qū)的生境狀況適應(yīng)良好,結(jié)合發(fā)達(dá)的草本帶及灌木層,構(gòu)建起多層次的空間群落結(jié)構(gòu)。

土壤生物工程結(jié)合不同的護(hù)坡技術(shù)對河岸進(jìn)行治理修復(fù)已經(jīng)越來越被廣泛應(yīng)用,其護(hù)坡效果也十分明顯。在春季,選擇直徑分別為0.6～1.0 cm、0.8～1.2 cm的紅葉李和木芙蓉光鮮枝條扦插在淺層土壤中,并對2008年8月至2009年1月的生長情況進(jìn)行監(jiān)測,如表2,不同類型護(hù)坡技術(shù)的扦插枝條生長情況有明顯差異,其中土工織物扁袋結(jié)合扦插護(hù)岸效果最為明顯,扦插枝條生長速度每月可達(dá)到 4～8 cm,成活率達(dá)到39%,而近水區(qū)拋石處的枝條生長速率則最為滯緩,平均每月僅增長3～5 cm,成活率也大為下降,僅為31%,其主要原因是塊石間的孔隙和土壤孔隙較小,植物根系缺乏生長空間。而土工扁袋護(hù)岸成階梯狀,坡面徑流大為減少,土壤中的有機(jī)質(zhì)及其無機(jī)鹽分流失較少,相比坡度較大的自然原型護(hù)岸更有利于植物生長。到2010年4月,草本植物密集的自然原型護(hù)岸與天然材料織物墊結(jié)合灌草護(hù)岸的植被覆蓋度均超過了90%,而土工材料織物扁袋結(jié)合扦插和拋石處的扦插枝條覆蓋度也均超過了60%,生物量明顯增加,水土保持效益明顯。

(2)植物群落生物多樣性變化。原有的河岸裸地侵蝕嚴(yán)重,大多是以狗尾草為主的稀疏草本植物,覆蓋率極低,部分岸坡甚至遭到人為干擾,表層土壤被破壞,地表裸露,在雨季多處河段產(chǎn)生滑坡現(xiàn)象。經(jīng)過河道護(hù)岸技術(shù)的引進(jìn)與治理,河岸的生物多樣性得到明顯改善。在2010年4月的調(diào)查中發(fā)現(xiàn),經(jīng)過兩年的河岸修復(fù),各樣地的物種豐富度均有較大的提升,引進(jìn)的外來植物生長良好,成為當(dāng)?shù)氐膬?yōu)勢種。其中,自然原型護(hù)岸的植被恢復(fù)最為明顯,物種數(shù)由治理前的3種增加到16種,物種豐富度為稀疏裸地的5～6倍,形成了以毛竹、垂柳為主的喬木,以黃花槐、紅葉李、木芙蓉為主的灌木,以黑麥草為主的草本共同構(gòu)建的河岸坡地生物群落。

在近水區(qū),拋石結(jié)合植物扦插護(hù)岸類型相較于自然原型護(hù)岸結(jié)構(gòu)單一,且植物生長較為緩慢,這主要是由于拋石區(qū)處于水陸生態(tài)系統(tǒng)過渡帶,受邊緣效應(yīng)影響比較大。

表1 自然原型護(hù)岸喬木層植被動態(tài)變化

表2 扦插枝條生物量變化統(tǒng)計(jì)

表3 2010年4月各護(hù)岸類型植物群落物種類型統(tǒng)計(jì)

表4 淺層土土壤抗剪強(qiáng)度

圖1、圖2所示,隨著年限的增加,內(nèi)摩擦角的變化幅度比較小,粘結(jié)力與抗剪強(qiáng)度的變化趨勢則基本一致。在護(hù)岸工程完成后的初期,由于灌草地的淺層土被輕微擾動,其抗剪強(qiáng)度明顯低于對岸的裸露岸坡,而其抗剪強(qiáng)度在修復(fù)后的1年內(nèi)變化幅度最大,其后增長速度變緩,這說明灌草地的根系生長速度較快,且根系較細(xì),短期內(nèi)的固土抗蝕效果比較明顯[10-11],2年后坡腰處灌草地的抗剪強(qiáng)度增幅速度達(dá)到了223%。

將不同護(hù)坡模式的抗剪強(qiáng)度進(jìn)行方差分析,結(jié)果顯示各護(hù)坡類型土壤的抗剪強(qiáng)度呈顯著性差異(P=0.001＜0.05)。其中自然原型護(hù)岸、天然材料織物墊結(jié)合灌草措施與裸地的抗剪強(qiáng)度變化差異均較為顯著(P＜0.05),尤其是坡腰處的自然原型護(hù)岸,達(dá)到裸地的2～3倍。這說明隨著自然原型護(hù)岸植被的生長,喬灌草植被的高密度根系,尤其是須根的穿插和纏結(jié)作用,促進(jìn)了土粒的團(tuán)聚,從而增強(qiáng)了土壤抗分散、懸浮的能力,極大地提升了土壤的抗剪強(qiáng)度[12]。

土壤硬度是土壤物理性狀的一個(gè)綜合指標(biāo),是土壤顆粒度、結(jié)構(gòu)、孔隙度、有機(jī)質(zhì)含量、土壤水分含量和團(tuán)粒結(jié)構(gòu)的綜合體現(xiàn)。研究表明：土壤硬度與土壤的透水性、抗蝕性、抗沖性有密切關(guān)系,它是影響坡面穩(wěn)定的重要因素之一[13]。在樣地內(nèi),2010年5月測定各類護(hù)坡土壤的含水率及其土壤硬度,見表5,并對其進(jìn)行典型回歸分析,結(jié)果顯示,抗剪強(qiáng)度與土壤含水率呈顯著性負(fù)相關(guān)(R2=0.603,P=0.023＜0.05),與土壤硬度呈顯著性正相關(guān)(R2=0.518,P=0.044＜0.05)。

柱狀圖表示抗剪強(qiáng)度,折線圖表示粘聚力圖1 坡頂土壤抗剪強(qiáng)度水平變化

柱狀圖表示抗剪強(qiáng)度,折線圖表示粘聚力圖2 坡腰土壤抗剪強(qiáng)度水平變化

當(dāng)土壤含水率增大時(shí),由于土顆粒周圍的水膜厚度增大,水膜對土顆粒的粘結(jié)力減小,土顆粒之間的相互移動較為容易,摩擦力降低。此外,水分對膠結(jié)物質(zhì)會產(chǎn)生一種楔入作用,從而導(dǎo)致土顆粒之間更易于滑動[14]。但是在各護(hù)岸類型中,由于植物根系的活動,導(dǎo)致淺層土壤的土質(zhì)疏松,相比對岸裸地的土壤硬度并未有太大的增加。

表5 第3年淺層土含水量/土壤硬度

3 結(jié)論與討論

植被措施是生態(tài)護(hù)坡最原始、長期效果最明顯的護(hù)岸方法。在自然原型護(hù)岸岸坡上,黑麥草生長良好,郁閉度高,使表層土土壤質(zhì)地得到明顯改善,防護(hù)效果良好;毛竹、垂柳、黃花槐等喬灌樹種適應(yīng)能力極強(qiáng),成活率極高,生長趨勢良好,植物的水文機(jī)械效應(yīng)十分顯著。相比之下,土壤生物工程結(jié)合各護(hù)坡技術(shù)在河岸上的應(yīng)用也取得了良好的效果,扦插枝條通過工程后期的精心養(yǎng)護(hù)成活率較高：土工織物扁袋(37%)＞自然原型護(hù)岸(31%)＞近水區(qū)拋石處(28%),既節(jié)約了成本,又取得了優(yōu)良的防護(hù)效果。經(jīng)過綜合整治,實(shí)驗(yàn)區(qū)植被覆蓋率較原有的稀疏裸地有了及其顯著的提高：自然原型護(hù)岸(94%)＞天然織物墊結(jié)合灌草護(hù)岸(91%)＞土工織物扁袋結(jié)合扦插護(hù)岸(68%)＞近水區(qū)拋石結(jié)合植物扦插護(hù)岸(60%),水土保持效益十分明顯。

實(shí)驗(yàn)區(qū)的植物種類在護(hù)坡工程完成后的數(shù)年內(nèi)逐年增加,引進(jìn)的外來植物種成為各樣地主要的優(yōu)勢種,尤其是在自然原型護(hù)岸,物種豐富度為裸地的5～6倍,形成了多層次的喬灌草空間植被群落體系,生物多樣性與生態(tài)穩(wěn)定性均明顯增加;而土工織物結(jié)合扦插護(hù)岸物種豐富度則相對較小,景觀效果不明顯。

各護(hù)坡類型對淺層土壤的抗剪強(qiáng)度差異性較為顯著。其中,灌草地的抗剪強(qiáng)度在護(hù)坡完成后的1年內(nèi)增加幅度最大,這是由于灌草植物的極細(xì)根(尤其是直徑小于1 mm)對土壤的抗沖抗侵蝕作用十分明顯,這與王庫[10]、陳世銀[11]等學(xué)者的研究結(jié)果一致;在各護(hù)坡技術(shù)中,自然原型護(hù)岸的護(hù)坡作用最強(qiáng),抗剪強(qiáng)度可達(dá)到治理前的2～3倍;而土工織物扁袋結(jié)合扦插護(hù)坡由于扦插植物生長相對緩慢,所以護(hù)坡前期的抗剪效果并不十分理想。此外,土壤抗剪強(qiáng)度與表征土壤物理性狀的土壤硬度及土壤含水率有顯著性相關(guān)關(guān)系。經(jīng)數(shù)理統(tǒng)計(jì)分析,抗剪強(qiáng)度與土壤硬度呈顯著性正相關(guān),與土壤含水率呈顯著性負(fù)相關(guān)。

各河岸護(hù)坡模式在短期內(nèi)均取得了較好的效果,生態(tài)護(hù)岸作為一個(gè)自我修復(fù)、自我完善的生態(tài)系統(tǒng),示范區(qū)的物種種類會逐漸趨于穩(wěn)定,引進(jìn)的外來植物與野生植物隨著對當(dāng)?shù)丨h(huán)境的適應(yīng),對土壤的機(jī)械效應(yīng)與水文效應(yīng)會更加明顯。除了生態(tài)系統(tǒng)的自我調(diào)節(jié)外,如何人為地對群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行配置、如何協(xié)調(diào)水陸生態(tài)系統(tǒng)的生物多樣性與生態(tài)穩(wěn)定性、如何評價(jià)各護(hù)坡模式的生態(tài)價(jià)值與景觀價(jià)值仍待進(jìn)一步研究。

[1] Nilsson C,Berggrea K.Alterations of riparian ecosystems caused by river regulation[J].Bioscience,2000,50(9)：783-793.

[2] Bruggeman A S,Mostaghimi S,Holtzman G I,et al.Monitoring pesticideand nitrate inVirginia's groundwater-A pilot study[J].Transaction of the American Society of Agricultural Engineers,1995,38(3)：797-807.

[3] Franklin J F.Scientific basis fornew perspectives in forests and streams[M]//Naiman RJ.Watershed Management,Balancing Sustainabitity and Environmental-Change.New York：SpringerVerlag,1992.

[4] 呂斌,劉麗君.長春市伊通河生態(tài)型護(hù)岸的應(yīng)用分析[J].吉林水利,2009,3(3)：39-40.

[5] 李小平,張利權(quán).土壤生物工程在河道坡岸生物修復(fù)中應(yīng)用與效果[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2006,17(9)：1705-1710.

[6] 劉瑛,高甲榮,張金瑞,等.扦插-拋石聯(lián)合技術(shù)的構(gòu)建與應(yīng)用[J].水利水電科技進(jìn)展,2009(8)：47-50.

[7] Fischenich JC.Effects of riprap on riverine and riparian ecosystems[R].Washington D C：Army Engineer Research and Development Center,2003.

[8] 侯俊.生態(tài)型河道構(gòu)建原理及應(yīng)用技術(shù)研究[D].南京：河海大學(xué),2005.

[9] 陳仲頤,周景星,王洪瑾.土力學(xué)[M].北京：清華大學(xué)出版社,1992：178-180.

[10] 王庫.植物根系對土壤抗侵蝕能力的影響[J].土壤與環(huán)境,2001,10(3)：250-252.

[11] 陳士銀,黃月瓊,吳雪彪.濕地松林根系對土壤抗侵蝕能力影響的研究[J].西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2000,22(5)：468-471.

[12] 張祖榮.植物根系提高土壤抗侵蝕能力的初步研究[J].渝西學(xué)院學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版,2002,15(1)：31-35.

[13] 楊喜田,董惠英,黃玉榮.黃土地區(qū)高速公路邊坡穩(wěn)定性的研究[J].水土保持學(xué)報(bào),2000,14(1)：77-81.

[14] 陳紅星,李法虎.土壤含水率與土壤堿度對土壤抗剪強(qiáng)度的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào),2007,23(2)：21-25.