河流廊道復育 www.epa.url.tw

Stream Corridor Restoration Handbook 林雨莊編譯

United States Department of Agriculture

The Federal Interagency Stream Restoration Working Group

第一章 河流廊道概況

第二章：廊道過程、特徵和功能

第三章：影響河流廊道的干擾

第四章：復育工作組織和問題識別

第五章：制定目標和恢復方案

第六章：實施、監控、評估和適應

第七章：廊道條件分析

第八章：河流修復設計

第九章：恢復實施、監測和管理

第七章：河流廊道條件分析

7A 水文過程

7B 地貌過程

7C 化學特性

7D 生物群特性。

第七章 河流條件分析

第 7A 節：水文水理分析

了解水流入和河流經河道的方式對於制定復育計畫至關重要。水流量的多快、多少、多深、多久和多長時間都是必須回答的重要基本問題，以便對河道河流量的恢復實施做出適當的決定。

第 7B 節：地貌演變過程

本節將基本水文過程與物理或地貌功能和特徵相結合。水流過河流，但受到河道，洪氾區和高地內土壤和沖積特徵的影響。河流攜帶的沉積物的數量和種類在很大程 度上決定了其平衡特徵，包括大小、形狀和剖面。河流路復育的成功實施，無論是主動 ( 需要直接干預 ) 還是被動 ( 僅去除干擾因素 ) ，取決於對水和沉積物如何與河道形式和功能相關的理解，以及與河道有關的河流程演化。

第 7C 節：水質化學條件

河道中的水質通常是復育的主要目標，要么將其改善到所需條件，要么維持它。復育舉措應考慮可能不易明顯但仍然對河道的功能和過程至關重要的物理和化學特性。對特定特徵的化學操作通常涉及景觀或廊道中元素的管理或改變。

第 7D 節：生物多樣性

使用、居住或只是過境河道的魚類、野生動植物、植物和人類是需要考慮的關鍵因素，不僅在增加種群數量或物種多樣性方面，而且在通常是主要的一個方面復育工 作的目標。徹底了解水的河流動方式，沉積物的運輸方式以及地貌特徵和過程如何演變是非常重要的。然而，成功復育的先決條件是了解系統的生命部分以及物理和 化學過程如何影響河道。

7A 水文水理分析

水流分析

復育河流結構和功能需要了解河流動特性。至少，了解該河流是常年河流動的還是間歇乾枯的，以及基河流和暴雨在年逕流中的相對貢獻是有幫助的。了解河流量是否主要來自降雨，融雪或兩者的組合也可能有所幫助。

其他期望的信息包括站點的極高和低河流量的相對頻率和持續時間以及某些河流量水平的持續時間。高河流量和低河流量極值通常用稱為頻率分析的統計過程來描述，並且各種河流量水平存在的時間量通常用河流量持續時間曲線來描述。

最後，通常希望估計河流的河道形成或主要水流 ( 即，在成形和維持天然河流河道方面最有效的水流 ) 。當復育包括河道重建時，使用河道形成或主導水流來進行設計。

可以從河流量計數據獲得復育所需的河流量特性的估計。本節描述了確定河流量持續時間特徵以及測量站點洪水和低河流量的大小和頻率的程序。使用每日平均河流量和每年峰值河流量 ( 每年的最大排放量 ) 來說明這些程序。

大多數河道復育計畫都在缺乏系統河流量計數據的河流或河段上。因此，河流量持續時間的估計和極高河流量和低河流量的頻率必須基於區域水文分析的間接方法。有幾種方法可用於間接估算年平均河流量和洪水特徵 ; 然而，很少有方法用於估算低河流量和一般河流量持續時間特徵。

請注意，使用歷史河流量數據的統計分析需要考慮記錄期間可能發生的河流流域變化。人口遽增、工程能力進步，世界各地河流都經歷了大規模的改造 ; 建設上游水庫、堰壩和取水 ; 修築堤壩、護岸、護床、截彎取直等河道修改的工程。這些特徵對峰值河流量數據的統計分析以及某些情況下的低河流量和河流量持續時間曲線有直接影響。根據河流流域修改和要執行的分析，這可能需要大量的時間和精力。

河流量延時曲線

水流中存在某些河流量的時間長短由 " 河流量延時曲線 " 表示，該曲線說明瞭指定河流量在指定時間段等於或超過的時間的百分比。 " 河流量延時曲線 " 通常基於每日河流量 ( 包含每天平均河流量的記錄 ) ，並描述河流體在整個排放範圍內的河流量特徵，而不考慮發生的順序。 " 河流量延時曲線 " 是所有日常河流動的集合的累積統計圖 ( 直方圖 ) 。 Searcy 描述了河流動持續時間曲線的構建，他建議通過使用 25 到 35 個良好分佈的河流動數據類間隔來定義河流動的累積直方圖。

對於一半以上的狀態，示例在無資料位置推定河流持續時間百分位值和低河流量的報告。通常通過調整來自水文相似河流流域中附近河流量計的數據來估計未測量地點的河流量持續時間特徵。從河流計記錄河流持續時間特性在規 ( 即，在 CFS/MI2) 和 由無資料的基地來估計有河流持續時間特性的排水面積乘以每河流流域的單位面積來表示。這種程序的準確性與兩個站點的相似性直接相關。一般情況下，在河流表 和無資料的基地，河流流域面積應該是相當相似的，逕流特性應為這兩個基地類似。此外，兩個站點的平均盆地高度和地形應相似。這樣的程序不能很好地工作，不 應該在河流系統中占主導地位，通過局部對河流暴雨逕流或在測量和未測量的盆地之間土地利用顯著變化的地方。

圖 7.1 ：流量延遲曲線示例

河流量頻率分析

分析最大河流量或最小河流量值的年度時間序列 ( 每年發生的最大或最小河流量的時間順序列表 ) 來確定測量站點的洪水和低河流量的頻率。雖然之前在第 1 章中有所描述，但由於河流量頻率與後續章節的相關性，因此在此重新定義了河流量頻率。河流量頻率定義為在任何給定年份超過或未超過給定河流量的概率或百分比。河流動頻率通常以重現間隔或超過或不超過給定河流量之間的平均年數表示。例如，預計在任何 100 年期間，平均僅超過具有 100 年重複間隔的給定洪水流量 ; 也就是說，在任何一年中，每年的洪水流量都有 1 ％的概率或 0.01 概率超過 100 年的洪水。的超越概率， p 和復發間隔， T ，在一個相關的是其他 ( 即， T=1/P) 的倒數。確定測量站點洪水和低河流量頻率的統計程序如下。

如前所述，大多數河道復育計畫都在河流或達不到系統河流量計數據的情況下 ; 因此，河流動持續時間特徵的估計和極高和極低河流量的頻率必須基於區域水文分析的間接方法。

洪水頻率分析

美國水文分析普遍使用皮爾遜 III 型頻率分佈擬合為年峰值河流量的對數，以估計分佈參數。提供了異常值檢測和調整、歷史資料調整、廣義偏斜的發展、側站權重和廣義偏斜的 程 式。美國地質勘探局量測站的洪水頻率估算與某些氣候和盆地特徵相關，結果是一組回歸公式，可用於估計未計量河流流域不同重現期距的洪水量。概述這些公式的 報告通常是為地方政府部門準備的，以幫助他們確定涵洞和公路橋樑開口的尺寸。如果測點和未測點具有相似的氣候和地貌特徵，則可使用這些區域回歸公式估算未 量測點的洪峰河流量頻率。水利工程師通常只需有限的資訊，如年平均降雨量、排水面積、埤塘和水體的儲存、土地利用、主要土壤類型、河流坡度、河道寬度和地 形圖來計算現場的洪水量。

台灣的水利署於 2012 年發布水文分析報告審查作業須知，規定了水文報告統一格式，並要求 年最大洪峰河流量頻率分析參採皮爾森 頻率分佈擬合為年峰值河流量的對數，以估計分佈參數。

低河流量頻率分析

低河流量頻率分析沒有洪水頻率分析那麼標準化，一般不適用單頻分佈或曲線擬合方法。美國地質勘測局和美國環保局使用的方法，以氣候年 ( 該年雨季至次年雨季 ) ，因此低河流量期都包含在該年觀測內。低河流量頻率分析中使用的資料通常是指定連續天數的年最小平均河流量，該年最低的 7 天或最低的 14 天的河流量，如圖 7.1 所示。美國河流管理機構建議使用 Pearson III 型分佈到年最小 d 天低河流量的對數，以獲得非異常概率 p( 或重現間隔 t=1/p) 的河流量。推算公式如下：

X d,T = M d- K T S d

X d,T = 該年最小 d 天低河流量的對數， 其中 t 年中 1 年內未超過該河流量，或在該年份內未超過該河流量的概率 p=1/t 。

M d = 該年最小 d 天低河流量對數的平均值

S d = 該年最小 d 天低河流量的對數標準差

K T = 皮爾遜 III 型頻率因子

所需的分位數 Q d,T 可以通過取公式的反對數得到。

美國大約一半的監管機构使用 7 天 10 年一遇的低流量， ( Q 7,10 ) 來管理受納水域的水質。一些州使用其他持續時間和頻率的低流量。

利用日平均流量記錄進行低流量分析的電腦軟體由 Hutchison(1975) 和 Lumb 等人記錄。 (1990 年 ) 。圖 7.3 中給出了上述洪水頻率分析中使用的同一時期 (1951 年至 1980 年 ) 加利福尼亞州鐘斯堡附近斯科特河的年最小 7 天低流量的低流量頻率曲線示例。

從圖 7.2 可以確定 Q 7,10 約為 20 cfs ，與流量歷時曲線 ( 圖 7.1) 的第 99 個百分比特 ( 日平均流量超過 99% 的時間 ) 相當。這種比較與 Fennessey 和 Vogel(1990) 的研究結果一致，他們得出結論，麻塞諸塞州 23 條河流的 Q 7,10 大約等於第 99 個流量持續時間百分比特。美國地質調查局定期公佈量測地點的低流量估計值 (Zalants 1991 ， Telis 1991 ， Atkins 和 Pearman 1994) 。

下面討論了如何看待傾向於形成和維護流的流。包括流量變化或河流尺寸變化的修復必須包括第 8 章所述的工程分析。

圖 7.2 ：顯示低流量的年過程線。對年過程線最低部分的日平均流量進行平均，得出當年 7 天和 14 天的低流量。

圖 7.3 ：年最小 7 天低流量頻率曲線。這張圖上的 Q 7,10 大約是 20 立方英尺。該儀錶 7 天運行平均值的年最小值約為 10% 。

圖 7.4 ：根據額定值曲線確定堤岸水位。與第一個平坦沉積面高程相對應的流量為岸灘流量 。

河道形成河流量

河道形成河流量是一種理論河流量，如果長期保持在沖積河流中，將產生與長期自然歷程線相同的河道幾何結構。河道形成河流量是控制河道形狀和形態最常用的單 引數。儘管大多數河流工程師都認為使用河道形成河流量來設計河道幾何結構並非完全合理。對於常年有水的河流而言比較適用，對於常年乾旱只有暴雨才有水的乾 溪或坑溝而言，河道形成河流量概念大多不適用。

自然沖積河流的河流量範圍很廣，可以通過調動河床或河岸沉積物來調整其幾何結構，以適應不同程度的河流量事件。土木工程師在曾經提出的“河流狀態理論” 即河道形成河流量是產生與自然降雨量相同的穩定河流量，該穩定河流量形成河道斷面。 Wolman 和 Miller(1960) 將“中 等頻率”定義為“每年至少發生一或兩次的洪水流量。他們還將給定河流量輸送的泥砂量視為記錄河流攜帶泥砂總量的百分比。許多研究結果表明，大半數河流的總 泥砂搬運量是由中等河流量完成的，而不是極端暴雨洪水搬運的。累積曲線的精確度實際取決於主要運輸渠道中推移質、懸移質、混合質和河流量變化等因素，這些 因素受河流流域大小和水文特徵的影響。

有些水利工程師使用不同的放河流水準來表示形成河道的放河流。最常見的是： (1) 河槽滿河流量， (2) 從年峰值或部分持續時間頻率曲線得出的特定放河流復發間隔，以及 (3) 有效放河流。

大部分情況下這三種方法可以近似形成河道的河流量；但是某些河流有區域的環境差異，結果可能不同，因此應採用多種替代方法來估算非開挖區域的預期河道形成河流量。

滿槽河流量

水利工程師經常需要設計足夠的河道斷面，必須以豐水期最高水流量為設計基準，不包含數年才發生一次的極端洪水流量。滿槽河流量又稱平灘河流量，指填滿穩定 河道的河流量，不淹漫高灘地的最高水位。在許多天然河道中，它代表豐水期最高的穩定河流量，僅充滿河道斷面而不漫過河岸，因此也稱為“滿岸水流量”。它代 表了河道形成過程和高灘地形成之間的指標點。在穩定的沖積河道中，滿岸河流量與有效河流量或成槽河流量密切相關。

圖 7.3 所示的水位與水流量關係曲線是計算不同水位高度為假設河流量繪製的。由於水流量經常淹漫到高灘地上，因此常以 2 年一遇洪水流量繪製洪水位藍線，評估高灘地的使用風險。確定天然堤岸水位和河流量的另一種方法是確定水面高程與水面寬度與面積比例的關的最小值。根據頻率分佈圖，可以確定滿槽河流量的頻率。

滿槽水流量的現地觀察

到河流現地觀察也可估算與滿槽水流量的水位高程，許多時候使用第一個平坦的沉積面高程 ( 高灘地平面 ) ，但在現場辨識穩定的沉積面可能不容易，需要有經驗的現場人員選擇一個高程，然後計算水位與河流量曲線，以確定與該高程相對應的河流量大小。如圖 7.3 。

上述關係很少在侵蝕河段中起作用。在一條侵蝕河段中，河岸頂部可能是一個河階地，實際高灘地的平面可能在河階地的下方。河流專家將滿岸水位 ( 滿槽水量 ) 定義如下：

■ Nixon(1959 年 ) 將滿岸水位定義為河流的最高海拔，可容納最高河流量，而不會將水淹漫到高灘地上。

■ Wolman 和 Leopold(1957 年 ) 將滿岸水位定義為高灘地 ( 活動河灘地 ) 的高程。

■ Woo Dyer(1968 年 ) 建議將滿岸水位作為具有多個過河流面的中間臺階高程。

■ Pickup and Warner(1976 年 ) 將滿岸水位定義為寬度 / 深度比最小的高程。

■ Schumm(1960 年 ) 將滿岸水位定義為多年生植被下限的高度。

■ Leopold(1994 年 ) 指出，植被變化 ( 如草本、草地和灌木 ) 表明瞭河岸水位的變化。

滿岸水位的現場識別通常是困難和主觀的，應在穩定的沖積河段進行 (Knighton 1984) 。

如果水位量測位於中河流河段附近，則可直接確定滿岸水位的河流量。否則必須使用適當的水力阻力公式和標準回水計算河流量。

到現在還沒有一個公認的滿槽水量的定義，滿槽水量仍經常用來表示河槽形成河流量。

從重現期確定河道形成河流量

為了避免現場確定滿岸階段的不足，河道形成河流量通常以特定的重現期河流量表示。一些研究者認為這種代表性出院相當於滿槽水流量。請注意，在本文中，“滿槽河流量”與“河道形成河流量”同義。河道形成河流量的最早由 Leopold 和 Mad-Dock 提出 (1953 年 ) 以年平均河流量估算。 Wolman 和 Leopold(1957 年 ) 認為，河道形成河流量的復發間隔為 1 至 2 年尋常洪水位線。 Dury(1973 年 ) 得出結論，河道形成河流量約為 1.58 年河流量或最可能的年洪水的 97% 。 Hey(1975 年 ) 針對三條英國礫石河床河流以 1.5 年一遇的年最大河流量為河岸滿河流量。 Richards(1982 年 ) 提出，在一個部分持續時間序列中，河岸滿河流量等於最可能的年度洪水量，即一年的重現期。 Leopold(1994 年 ) 指出，大多數調查得出的結論是，河岸滿河流量重現期為 1.0 至 2.5 年。 Williams(1978 年 ) 確定，他分析的 51 條河流中， 75% 以上具有 1.03 至 5.0 年的滿岸河流量重現期。在他的分析中沒有確定這些溪流是否處於平衡狀態，因此，使用河岸頂部作為河岸全高的有效性受到質疑，尤其是對於那些有河谷平地的測站。 雖然假設河道形成河流的重現期為 1 至 3 年，足以進行勘測標準研究，但在通過參考河段檢查、數據收集和分析進行驗證之前，不應將其用於設計。這一點尤其適用於高度改良的河流，如都市區，以及乾旱和半乾旱地區的間歇河。

圖 7.5 ：根據泥砂額定值和流量歷時曲線確定有效流量。曲線 C 的峰值表示輸沙最有效的流量。 Wolman and Miller (1960).

有效河流量

有效河流量是指在一段時間內輸送最大部分泥砂的河流量，有效放河流量包括 Wolman 和 Miller(1960 年 ) 規定的原理，即形成河道的放河流量是洪水發生頻率的函數。使用有效河流量的一個優點是它是一個計算值而不是現場觀察值。有效河流量由河流量歷時曲線 (a 年 ) 和輸沙量定值曲線 (b 年 ) 進行數值積分計算。泥砂輸送、輸送頻率和有效河流量之間關係的圖示如圖 7.5 。曲線 C 的峰值標誌著在泥砂輸送中最有效的河流量，因此，在河道形成中發揮最大作用。對於穩定的沖積河流，有效河流量與河岸河流量高度相關。在與河道形態有關的各種河流量中 ( 主要河流量、滿岸河流量和有效河流量 / 年 ) ，有效河流量是唯一可以直接計算的河流量，因為它是可輸送大部分沉積物的河流量。有效河流量表示單河流量增加量，該增加量能在指定時間內輸送大部分泥砂。然而，在有效河流量的兩側還有一些河流量也承擔了每年總泥砂量輸送的很大部分。

Biedenharn 和 Thorne(1994 年 ) 使用了沉積物累積百分比之間的圖形關係，確定密西西比河下游大部分泥砂運輸的有效河流量範圍。他們發現大約在 50 萬 cfs 到 120 萬 cfs 之間的河流量範圍內移動了總泥砂量的 70% 。 50 萬 cfs 使用 40% 的時間； 120 萬 cfs 使用 3% 的時間。應採用標準程式確定有效排放量，以確保不同地點的結果可以進行比較。為了實用，它必須基於現成的量測站數據或只需要有限的附加資訊和計算程式。計算有效河流量所需的基本組成部分是： (1) 河流量持續時間數據， (2) 泥砂量作為排水量的函數。確定有效河流量最常用的方法是通過將河流量增量 ( 天數 / 年 ) 的發生頻率乘以該河流量水準所輸送的泥砂量 ( 噸 / 天 ) ，計算一段時間內每個河流量增量所輸送的總河床物質泥砂量 ( 噸 / 年 ) 。河流量跟隨最大的泥砂搬運是有效放河流量。雖然這種方法具有簡單的優點，但有效河流量估算的準確性顯然與所採用的計算程式無關。日平均河流量值通常用於計算河流量歷時曲線，如上文所述，如圖 7.1 所示。

然而，在水流湍急的情況下，日平均值可能低估了高河流量的影響，因此，有必要將河流量平均期從 24 小時 ( 日平均值 / 年 ) 縮短至 1 小時，或者 15 分鐘。為了確定有效河流量，必須繪製含沙量曲線。 ( 詳見第 8 章產沙量和輸沙量章節年 ) 計算有效河流量時應採用推移質承載。該輸沙量可根據量測數據確定，或使用適當的輸沙公式計算。如果使用了量測的懸浮泥砂數據，則應 減 去沖洗承載，並且只應 減 去所用懸浮承載的懸浮床資料部分。如果推移質是承載的重要組成部分，則應使用適當的輸沙功能進行計算，並將其添加到懸浮泥砂承載中，以提供總推移質承載的估計值。如果可以進行推移質量測，則可以使用這些數據。 Wolman 和 Miller(1960 年 ) 和 Carling(1988 年 ) 進一步討論了利用河流量和泥砂數據確定有效河流量。

其他集水區參考河流量

當時間和資源均不允許現場確定河岸河流量或數據來計算有效河流量時，可採用基於區域水文分析的間接方法 (Ponce 1989 年 ) 。以其最簡單的形式，區域分析的迴水推算，以發展適用於均勻水文區域的經驗關係。排水區域與滿槽河流量的關係可以為河道形成河流量提供良好的起點。

在逕流量依隨河流流域面積的水文均勻區內，逕流與河流流域排水面積成正比。 Dunne 和 Leopold(1978 年 ) 和 Leopold(1994 年 ) 為美國廣泛分離的地區制定了與排洪面積相關的平均曲線。圖 7.6 顯示了兩個重點：第一，持續颱暴雨雨的濕潤地區單位排水面積產生的滿岸河流量比半乾旱地區高。在半乾旱地區高 強 度降雨通常是局部的。第二，滿槽河流量與河流流域面積有關，一般關係可用以下形式的函數表示：

Q bf =aA b

其中 Q bf 是以 cfs 表示的最大河流量， a 是以平方英里為組織的排水面積， a 和 b 是表 7.1 中給出的回歸係數和指數。

為其他感興趣的河流建立類似的參數關係 - 船舶是有用的，因為上游區域排入河流廊道很容易從地圖或數位地形分析工具中確定。一旦確定了該區域，可根據上述公式估算廊道的預期滿岸河流量。

年平均河流量

在經驗回歸公式中，另一種常用的河道形成河流量替代方法是年平均河流量。年平均河流量 Q m 等於恒定河流量 , 這將產生與所有連續量測排水量之和相同的水量。正如在滿槽河流量情況下， Q m 與水文均質河流流域內的河流流域面積成比例變化。

考慮到 (d 和 q 對 a 的功能依賴性相似，在同一區域內，這些排放措施之間的比例應一致。事實上， Leopold(1994 年 ) 給出了美國三地區 Q b /Q m 比率的以下平均值： 29.4 ，加州海岸地區 21 個測站平均值為 7.1 ；科羅拉多州 20 個測站平均值為為 7.1 ；美國東部 13 個測站平均值為 8.3 個測站。

圖 7.6 ：全岸流量和年平均流量隨流域面積變化的區域關係。年平均流量通常小於全岸流量。 Dunne and Leopold 1978.

表 7.1 ：用於集水區流量區域估算的功能參數。 a 欄為回歸係數， b 欄為指數，可用於堤岸流量方程。 Dunne and Leopold 1978.

斷面斜率與水流關係

河道斷面量測對於分析河道形態、功能和過程非常有用。利用量測數據構建河流河流量、河道幾何結構和各種水力特徵之間的關係，可提供服務於各種應用的資訊。儘管水位河流量曲線通常可以從這種橫截面數據取得，仍需盡可能驗證河流量量測數據與計算值。

河道水理計算的資訊對河道設計、河岸區域恢復和河道內結構佈置 非常有用。理想情況下，一旦確定了河道滿槽河流量，該河道斷面將被設計成容納該河流量，並且允許更高的河流量在高灘地上擴散。這種週期性洪水對於形成河道 宏觀特徵，如沙洲和曲河流彎道，以及建立某些類型的河岸的重要植被。橫截面分析也有助於涵洞尺寸設計和魚類棲息地結構設計。

此外，瞭解河流量與河道水理之間的關係對於重建與特定河流速相關的條件非常有用。例如，在許多河道穩定性分析中，通常將河床資料的移動與水流功率或平均河床剪應力的量測聯系起來。如果知道河流量和某些水力變數 ( 如平均深度和水面坡度 ) 之間的關係，則可以根據河流量來估計水流功率和平均河床剪切力。因此，通過橫截面分析，可以估計不同水流標準下河床泥砂移動的條件。

圖 7.7 ：水力參數。河流具有特定的橫截面和縱剖面特徵。

連續性公式

連續性公式的簡化形式用於計算橫截面處的河流量：

Q=AV

Q= 放河水流量， A= 河流量的橫截面積， V= 下游方向的平均速度。計算橫截面積是一個幾何問題。感興趣的區域以河道橫截面和水面高程 ( 水位 ) 為界 ( 圖 7.7) 。除橫截面積外，還計算了選定階段的頂部寬度、濕潤周長、平均深度和水力半徑 ( 圖 7.7) 。 均勻河流公式可以用來估計平均速度作為橫截面水力參數的函數。

曼寧公式

曼寧公式是在水面線和能量均勻河流動的條件下建立的。

坡度線與河床平行，整個河段的面積、水力半徑和平均深度保持不變。能量等級線是一條理論線，其河床上方的高程是水面高程和表示水流動能的術語的總和 (Chow 1959 年 ) 。能量梯度線的斜率表示能量通過湍河流和邊界摩擦消散的速率。當水面坡度和能量坡度線平行於河床時，假設能量坡度線的坡度等於水面坡度。當能量梯度線的斜率已知時，各種阻力公式允許計算平均橫截面速度。

曼寧公式在河流恢復中的重要性在於，它為計算由於水力粗糙度不同而引起的河流速和高程差異提供了基礎。

可以通過直接干預或改變植被和河流的粗糙度來改變河流量特性，以達到恢復的目的。曼寧公式也可用於確定滿岸水位的滿槽河流量。

曼寧公式也可用於計算自然河道中逐漸變化河流量的能量損失。在這種情況下，計算從一個橫截面到下一個橫截面，並在每個橫截面計算獨特的水力參數。電腦模型，如 HEC-2 ，執行這些計算，是廣泛使用的分析工具。

曼寧公式平均速度 V( 公尺 / 秒 ) 的如下：

V=k/ n *R 2/3 S 1/2

k =1 ( 公制單位 ) ， n = 曼寧粗糙係數， R= 水力半徑 ( 公尺 / 年 )

S= 能量坡降 ( 水面斜率 ) 。

曼寧糙率係數可被視為河道糙率特徵的一個名額，而這些特徵有助於了解河流能量的耗散。表 7.2 顯示了各種邊界資料和條件的 n 值範圍。

提出了兩種估算天然河道曼寧糙率係數的方法：

■以曼寧公式直接推算 n 值

■與其他河道的 n 值進行比較

每種方法都有其局限性和優點 。

以曼寧公式直接推算 n 值

自然河道中很難找到完全均勻的河道。以曼寧公式直接推算 n 值不需要完全均勻的河流動。已經量測了鄰近許多個橫截面、水面高程和至少一個河流量的河段，推計曼寧 n 值。然後使用不同的 n 值推算一系列水面斜率，計算出的與量測剖面匹配的剖面是就是最接近的 n 值，該值最接近於該水流在特定河流量下達到的粗糙度。

表 7.2 ：各種邊界的曼寧粗糙係數 Ven te Chow 1964.

參照其他河道測量的的 N 值

第二種估計 n 值的方法是將其他類似條件的河道 n 值進行比較。這一過程可能是最快和最常用的估計曼寧 n 值的方式。它通常涉及使用表中的值或將研究範圍與自然河道的照片進行比較。各種自然和人工通路的曼寧 n 值表在水文相關資料中很常見。當粗糙度係數根據表值估算時，所選 n 值被視為一個基準值，可能需要根據附加阻力特性進行調整。一些出版品提供了調整 n 基值的程式，以說明河道不規則、植被、障礙物和彎曲度造成的誤差。

最常見的程式使用以下由 Cowan(1959 年 ) 提出的公式來估算 n 的值：

n=(N b +N 1 +N 2 +N 3 +N 4 )m

N b = 天然材料中筆直、均勻、光滑河道的 N 基值

N 1 = 表面不規則影響的修正

n 2 = 截面尺寸和形狀變化的修正

n 3 = 障礙物修正

N 4 = 植被和河流動條件

M= 河道彎曲度修正

能量公式

能量公式用於計算兩個相對相似橫截面之間水面高程的變化。該公式的簡化版本為：

z 1 + d 1 + V 1 2 /2g = Z 2 + d 2 + V 2 2 /2g + h e

z = 河床最小高程

d = 最大水深

V = 平均河流速

g = 重力加速度

h e = 兩段之間的能量損失

下標 1 表示變數位於上游橫截面，下標 2 表示變數位於下游橫截面。

當兩個斷面之間的水力條件相對相似 ( 逐漸變化的河流量 ) 且河道坡度較小 ( 小於 0.18) 時，該簡化公式適用。

兩個橫截面之間的能量損失是由於河道邊界粗糙度和上述其他因素造成的。這些粗糙度可以用曼寧粗糙係數 n 表示，然後用曼寧公式計算能量損失。

h=l[Qn/kAR 2/3 ] 2

L= 橫截面之間的距離

Q= 放河流量

n= 曼寧粗糙係數

A= 河道橫截面積

R= 水力半徑 ( 面積 / 濕周 )

K=1( 國際單位制 )

k = 1.486 (ft-lb-sec units)

電腦模型 ( 如 HEC-2 和其他模型 ) 可用於計算更複雜的橫截面形狀，包括河灘地，以及橫截面粗糙度橫向變化的情況。

表 7.3 ：“ n ”值調整。 Aldridge and Garrett (1973).

分析材料與構造組合

自然河道的橫截面很少是完全一致的，可能有必要對非常不規則的橫截面 ( 複合河道 ) 進 行水力分析。河流的一側或兩側經常有溢水道，只有在异常高的河流量時才會攜帶水。溢洪道和河灘地地區，也可能在不同的洪水階段進行河岸河流量，通常具有明 顯不同於主河道的水力特性。這些區域通常被視為單獨的子河道，並將為每個子河道計算的河流量添加到主河道中，以計算總河流量。該程式忽略了橫向動量損失， 這可能導致低估 N 值。

複合橫截面的粗糙度在橫截面上橫向變化，但平均速度仍然可以通過均勻河流動方程計算，而無需細分截面。例如，一條河流可能有植被茂密的河岸，最低海拔處的粗 鹅 卵石床，以及一條沙洲，上面長滿了一年生的小柳樹芽。

應參考標準水力學文字或參考文獻 ( 如 Chow 1959 、 Henderson 1986 、 USAC 1991 等 ) ，以計算不同截面條件和不同水流深度下的複合 N 值。

復育河段選擇

橫截面分析的預期用途在確定河段和橫截面的位置上起著很大的作用。橫截面可以位於水力特性變化的短臨界河段，也可以位於被認為代表某些較大區域的河段。對變化最敏感或最可能滿足 ( 或未能滿足 ) 某些重要條件的範圍可被視為關鍵範圍。代表性範圍代表了河道系統的可定義範圍，並用於描述該部分系統 (Parsons 和 Hudson 1985) 。

一旦選擇了河段，應在最適合滿足曼寧方程的均勻河流量要求的位置量測河道橫截面。通過設定斷面來滿足均勻河流量需求，其中河道寬度、深度和斷面河流量面積 在河段內保持相對恒定，水面坡度和能量等級線接近河床坡度。應避免通路幾何結構的顯著變化和水流的不連續性 ( 臺階、落差和水躍 ) 。一般而言，斷面應位於河流線與河岸平行的位置，並且在選定的河段內彼此平行。如果無法滿足均勻河流動條件，且需要計算回水，則必須確定位於河道幾何變化處的橫截面。

現場作業程序

選擇用於分析的河段要收集的基本資訊是：河道橫截面和水面坡度量測、床料細微性分佈量測和河流量測量。美國林業局製作了一份關於河道參考點現場科技的圖解指南 (Harrelson 等人 1994) 這是進行實地調查的良好參考。

河流速河流量測量

橫截面垂直於河流線建立，橫截面上的點相對於已知或任意建立的基準高程進行量測。可通過垂度帶、水準杆量測、水文量測或其他方法，獲得與截面上每個點相關的距離 / 電離層配對數據。

大斷面與水面坡度調查

橫截面分析也需要水面坡度。水面坡度的量測比斷面量測要複雜一些，因為斷面位置處的水面坡度 ( 例如，深潭、逕流或湍瀨 ) 必須與整個河段的更恒定坡度區分開來。 ( 參見 Grant 等人 1990 年詳細討論了河道單元的識別和特徵。 ) 單個河道河段的水面坡度可能隨水位和河流量的變化而顯著變化。因此，在現場量測水面坡度時，可以通過橫截面所在的單個河道單元的高程變化 ( 長度約為 1 至 5 個河道寬度 ) 來近似低水坡度，而高水坡度則通過量測更長時間內的高程變化來獲得。每個河道，通常長度至少為 15 到 20 個河道寬度。

床材粒度分佈

根據相對粗糙度 ( 如 Thorne 和 Zevenbergen(1985) 提出的粗糙度 ) 用阻力方程計算平均速度，需要對水流床料的細微性分佈進行評估。對於沒有明顯的河道護面和比中礫石更細的河床資料的河流，可使用聯邦機构間沉積項目 (FISP 1986) 開發的河床資料取樣器獲取河床的代表性樣品，然後通過一組標準篩確定 VA 顆粒的重量百分比。大小不等。然後可以確定比給定尺寸更細的資料的累積百分比。

粒徑數據通常以 dr 報告，其中 i 代表分佈的一些名義百分位數， d 代表粒徑，通常以 mm 表示，其中 i% 的總樣品重量更細。例如， 84% 的總樣品將比 D84 細微性更細。有關砂床溪流中河床資料取樣的更多指南，請參考 Ashmore 等人。 (1988) 。

為了估算基底比 FISP 取樣器中礫石限制更粗糙的陡峭山河中的速度，使用卵石計數 ( 其中至少 100 個床料顆粒是從河床手動收集並量測的 ) 來量測表面顆粒尺寸 (Wolman 1954) 。在沿著橫截面的每個採樣點處，從床上取回一個粒子，並量測中間軸 ( 不是最長或最短軸 ) 。測量值以預定尺寸間隔內出現的顆粒數量清單，然後確定每個間隔中總數量的百分比。同樣，每個間隔中的百分比被累計以給出細微性分佈，細微性數據如上文所述進行報告。 Yuzyk(1986) 提供了粗河床水流中河床資料取樣的附加指南。如果存在護面層或路面，則可採用標準科技來表徵河床沉積物，如 Hey 和 Thorne(1986) 所述。

河流速河流量測量

如果可以在廣泛的河流量範圍內進行多個河流量測量，則可以直接建立水位、河流量和其他水力參數之間的關係。如果只獲得一個河流量測量值，則很可能發生在低 水位期間，這將有助於確定河流量錶的下端。如果可以進行兩次量測，則需要進行低水位量測和高水位量測，以定義評分表的兩端，並建立曼寧 N 和階段之間的關係。如果不能直接量測高水位，可能需要估計高水位 n( 見本章前面的討論 ) 。

美國墾務局量測水手 册 (USDI-BOR 1997) 是量測河道和河流河流量的優秀資訊來源 ( 圖 7.9) 。 Buchanan 和 Somers(1969) 和 Rantz 等人 (1982) 還對河流量測量科技進行了深入討論。當設備正常運行且正確遵循標準程式時，可以量測河流量，使其不超過真實值的 5% 。美國地質勘探局認為，排放量的“良好”測量值占真實值的正負 5% ，而“良好”排放量測量值占真實值的正負 3% 。

USGS 河流量計每日平均河流量和其他數據的來源

每日平均河流量

需要定義河流量歷時曲線日均 ST 團隊的河流動數據公佈上一年度水 ( 一十月 1 日至 9 月 30 日 ) 在報告塞內斯水資源數據由美國地質調查局 (USGS) 的每個狀態的基礎。 USGS 收集和發布的數據存檔在 NationalWaterInfor 中 mation 系統 (NWIS)

美國地質調查局目前通過提供互聯網 USGSURL 地址來訪問數據逕流進入河流河流量數據是 http://waterusgs.gov 大約 40 萬名站年約 18.500 站歷史日平均河流量都可以通過此源。整個美國的 USGS 數據也可以從兩個 CD-ROM 上的商業供應商獲得，一個在東部，一個在西半部 ( 例如， DOS 的 CD-ROM 可以從 EarthInfo 獲得， CD-Windows 的 ROM 可以從 HydrosphereDataProducts 獲得。兩家公司都位於科羅拉多州的博爾德。 )

除了每日平均河流量之外，還在 USGS 年度水資源數據報告中公佈了活動河流量站的匯總統計數據。摘要統計數據是每日平均河流量超過記錄時間的 10 ％， 50 ％和 90 ％。這些持續時間

通過排名發現每天平均計算河流坎 Q “ 到 q ，其中 n 為年創紀錄的數量， Q ， T 是最大的觀察，和 q^ 。 ^ 是最小 obseivation 排名列表被稱為一組有序觀察 q 。 TI 超過 10.50 ，然後 90 ％的時間被確定測量站點的河流量持續時間百分位數 ( 分位數 ) 也由 USGS 在低河流量頻率和其他河流量統計報告中公佈 ( 例如， Atkins 和 Pearman1994 ， Zalants1991 ， Tel 是 1991 ， Ries1994) 。

峰值河流量

洪 水頻率分析所需的年度峰值河流量數據也由 USGS 發布，存檔於 NWIS 。並且可以通過在在衡量基地上面的洪水頻率估算提供的 URL 地址的互聯網 AIE 定期由美國地質調查局公佈的與政府機構合作研究的一部分，以發展區域回歸公式對無資料河流流域詹寧斯等人 (1994) 提供的一個全國性匯總河流 USGS 報告，在衡量基地以及回歸公式總結洪水頻率估計用於估計洪水峰值河流量對無資料河流流域年度和部分的持續時間 ( 峰 - 高於閾值 ) ，用於計可以在一個 CD- 獲得所有 USGS 峰值河流量數據來自商業供應商的 ROM 。

洪水頻率估算

洪水頻率估計也可使用沉澱數據和適用的集水區逕流模型如 HEC-1 ， TR-20 和用於各種返回週期 stoim 事件 TR-55 的 Tne 沉澱記錄來生成用於通過所述河流流域模型以產生逕流水文和峰值河流量該事件的模擬的雨量可以是從歷史數據或從沉澱的假定時間分佈 ( 例如， 2 年。 24 小時降雨事件 ) 產生洪水頻率估計的此方法假定第 iETUIN 個時間段內逕流事件等於降雨事件的返回期 ( 例如， 2 年降雨事件將產生 2 年的峰值河流量 ) 該假設的有效性取決於先前的水分條件，盆地大小和許多其他因素

設計河流量與生態功能

雖然河道形成或造床河流量是設計很重要，它往往是不夠的範圍更廣水流的河道復育措施阿里評估可能他需要確保該項目的功能目標是： MOT 例如，復育倡議針對低河流量棲息地條件必須考慮低河流量期間河道中的物理條件

河流量，平均每日值可以低估高河流量的影響，因此，可能有必要將水流平均時間從 24 小時 ( 平均每天 ) 減少到 1 小時，或者可能是 15 分鐘。

一沙等級曲線必須開發確定有效排出。 ( 參見沉積物產量和交付量有關詳細信息，請參閱第 8 章中的內容。 ) 床 料承載應用於計算有效排放。該沉積物承載可以從測量數據確定或使用適當的沉積物輸運公式計算。如果使用測量的懸浮沉積物數據，則應減去洗滌承載，並且僅使 用懸浮載荷的懸浮床物質部分。如果床承載是承載的重要部分，則應使用適當的沉積物輸送功能計算，並將其添加到懸浮床物質承載中，以估算總床料承載。如果床 承載測量可用，則可以使用這些數據。 Wolman 和 Miller 以及 Carling 進一步討論了使用河流量和沉積物數據確定有效排放。

均勻河流量

在恆定寬度，深度，面積和速度的條件下，水面坡度和能量等級線接近河床的坡度，產生稱為“均勻河流動”的條件。均勻河流量的一個特徵是河流線是平行和直的 (Roberson 和 Crowe 1996) 在自然河道中很少實現完全均勻的河流動，但是在一些河段中接近條件，其中河道橫截面的幾何形狀在整個過程中相對恆定。達到傾向於破壞均勻河流動的條件包括河流程中的鍵 ; cioss-section-al 幾何形狀的變化：由大的粗糙元素引起的河流動障礙，例如槽鋼，大石塊和木質碎屑 ; 或其他導致河流量收斂，發散，加速或減速的特徵 ( 圖 7.8) 。阻力方程也可用於評估這些非均勻河流動條件 ( 逐漸變化的河流動 ) ：然而，必須將能量轉換考慮因素 ( 回水計算 ) 考慮在分析中。這需要使用多個樣帶模型 ( 例如， HEC-2 和 WSP2 ， HEC-2 是由美國陸軍工程兵團在加利福尼亞州戴維斯的水文工程中心開發的水面輪廓計算機程序 ; WSP2 是類似的程序由美國農業部自然資源保護局開發。 )

Manning 與渠道床類型的關係

正如曼寧的 n 可能隨著階段 ( 水位 ) ，河道不規則性，障礙物，植被，曲率和河床大小分佈的變化而顯著變化， n 也可能隨著河道中河床的形狀而變化。隨著河流量的增加，床道的水力隨河流速，河流動力和弗勞德數而變化。弗勞德數是一個無量綱數，表示慣性力與重力的比率與速度和河流量。床型的增加從痰到沙丘，到褪色的沙丘，飛機床，彈跳路徑，滑梯和游泳水潭。當弗勞德數 ( 長波方程 ) 小於 7( 亞臨界河流 ) 時，出現靜止的平面床，脊和沙丘 ; 當弗勞德數等於 1( 臨界河流量 ) 時發生淹沒沙丘：運動當沙丘床達到曼寧的最大形式時，平面層，反導體，滑槽和深潭出現在大於 7( 超臨界河流 ) 的 Troude 數中 sn 和漣漪和平床的最小形式 (Parsons and Hudson 1985))

圖 7.8 有障礙物的河道。 (a) 湍瀨或砂洲 (b) 溪流寬度限制 (c) 掃流倒伏樹木 (d) 溪流蜿蜒流過一個河段

回水效應

具有完全均勻河流動的直河道在性質上是罕見的，並且在大多數情 況 下，可能僅接近不同程度，並且如果沒有恆定跨度和形狀的範圍，則可以接受一系列輕微收縮。收縮沒有明顯的回水效應。當相位 - 發射關係由感興趣區域下游的幾何形狀控制時 ( 例如，在低河流量的上游水潭中具有高河流量控制的條件 ) ，回水發生。曼寧方程假設均勻的河流動條件。因此， Manning 方程使用單個橫截面，並且不會在回水區域中產生精確的相位和放電關係。此外，應避免擴展範圍，因為與河道擴展相關的額外能量損失。當沒有河道達到或接近均勻河流動條件時，如果存在相應的高程限制 ( 例如防洪 ) 要求，則可能需要使用多方法模型 ( 例如 HEC-2) 來分析橫截面水理系統。給定河流量 ) ，需要全方位的水面輪廓，並且需要使用超過一半 ( 回水 ) 模型

標準階梯回水計算

許多電腦程式 ( 如 HTC-2) 可用於計算水面剖面。 Chow(1959 ，第 265 頁 ) 的標準階梯法可用於通過反覆運算近似法確定河段上遊端的水面高程 ( 深度 ) 。該方法使用試驗水面高程確定滿足為河段末端編寫的能量和曼寧方程的高程。在使用該方法時，應選擇橫截面，以便在到達時，速度持續新增或 減 少 ( 美國陸軍工程兵團， 1991 年 ) 。

圖 7.9 ：流量測站。永久性台站可對各種流量進行量測，但必要的量測也可採用其他管道進行。

7B 河道地貌過程

在沿著河流或河流規劃項目時，了解河流地貌和河道過程的基本原理，使研究人員能夠看到景觀中形態和過程之間的關係。河道系統中河流地貌過程的詳細研究通常被稱為地貌評估。地 貌評估提供了基於過程的框架，用於定義過去和現在的河流流域動態，開發綜合解決方案，並評估復育活動的後果。地貌評估通常包括數據收集，現場調查和河道穩 定性評估。它構成了分析和設計的基礎，因此是設計過程中必不可少的第一步，無論是規劃單一範圍的處理還是嘗試制定整個河流流域的綜合計畫。

河流分類

使用任何河流分類系統都是為了簡化河流和河流流域之間的複雜關係。

儘管分類可以用作溝通工具並且作為整個復育計畫過程的一部分，但是不需要使用分類系統來評估，分析和設計河流復育計畫。然而，修復體的設計確實需要特定地點的工程分析和生物標準，第 8 章將對此進行更詳細的介紹。

復育設計的範圍從簡單到複雜，取決於是否使用“無動作”，僅使用管理技術，直接操作或這些方法的組合。完整的河道修復設計需要跨學科的方法

在第 4 章中討論過。設計不良的修復可能難以修復，並可能導致更廣泛的問題。

最近開發綜合河流分類系統的嘗試集中在河道和谷底以及排水網絡的形態學形式和過程上。分類系統可以分類為基於沉積物運輸過程的系統和基於對擾動的河道響應的系統。

河流分類方法與形成河流的基本變量和過程相關。河流被分類為沖積河流或非沖積河流。一個沖積河流自由地調整其尺寸，例如寬度，深度和斜度，響應於在河流流域沉積物水流的變化。沖積河流的河床和河岸由河流在目前的河流動條件下運輸的物質組成。相反，非沖積河流，如基岩控制的河道，不能自由調整。其他條件，例如在非常粗糙的冰川沉積物質中河流動的高山河流或由倒下的木材顯著控制的河流，將表明非沖積系統。

如第 1 章所述，河流也可分為多年生，間歇或短暫。多年生河流始終是河流動的。間歇河流有繼續河流動的可能性，但有時整個河流動被床物質吸收。這可能是季節性的。短暫的河流只在降雨事件後河流動。當攜帶河流動時，間歇河流和短河流河流都具有與多年生河流非常相似的特徵。

河流分類系統的優點

以下是河流分類系統的一些優點：

■ 分類系統促進不同資源學科培訓人員之間的溝通。

■ 它們還能夠將在每個河流類的幾個河道上收集的庫存數據外推到更廣泛的地理區域上的更多河道。

■ 分類有助於修復我們考慮景觀背景，並確定與河道和河岸物質的河道大小，形狀，模式和組成相關的參數的預期變異範圍。

■ 河流分類也使專業人員解釋 channelforming 或主導過程活性在站點，提供要在其上開始設計復育的過程的基礎。

■ 分類參考範圍可用作修復的穩定或所需形式。

■ 分類系統也提供一個重要的交叉檢查，以驗證是否是一個合理的範圍內為河流類型中被復育為寬度 / 深度比率，彎度等所選擇的設計值非常有用的。

河流分類系統的局限性

所有河流分類系統都具有其方法，數據要求和適用範圍所固有的限制。它們應謹慎使用，僅用於初步復育計畫草案的參考。詳實的復育計畫不應僅依賴河流分類作業。

分類系統的一些限制如下：

■確定 bankfull 或 channelforming 河流動深度可能很困難或不準確。現場指標通常很微妙或缺失，如果河流不穩定且有沖積，則無效。

■在大多數分類系統中未指示河流的動態條件。關於河流是穩定的，加重的還是降級的還是接近臨界地貌閾值的知識對於成功的復育計畫是重要的。

■河流對擾動或復育行動的響應通常不是僅從分類系統中確定的。

■河流的生物健康通常不是通過河流分類系統直接確定的。

■分類系統單獨不應該被用於確定的類型，位置，和復育活動的目的。這些是通過第二部分的規劃步驟和第 8 章的設計過程確定的。

當河流分類的結果將用於規劃或設計時，現場數據收集應由具有水文，水力學，陸地和水生生態學，沉積物運輸和河流力學經驗和培訓的人員執行或指導。僅由有限 的正規培訓人員收集的實地數據可能不可靠，特別是在水岸指標的現場確定和河道不穩定趨勢的評估方面。

河流分類系統

河流級序

使用第 1 章中描述的 Strahler(1957) 方法指定河流順序取決於用於識別第一級序的映射的比例。難以直接比較從不同尺度的地形圖獲得的兩個河流流域的形態特徵。然而， Horton(1945) 和 Yang(1971) 定義的基本形態關係對於給定的河流流域是有效的，無論使用何種地圖，如 RogueRiverBasin 的案例研究所示 (YangandStall1971,1973) 。

Horton(1945) 發展了一些基本的經驗河流形態關係，即 Horton 的河流秩序定律，河流坡降和河流長度。這些表明，在半對數紙上，河流順序，平均河流長度和斜率之間的關係是直線。

Yang(1971) 基於與熱力學原理的類比得出了他的平均河流下降理論。該理論指出，給定河流流域中任意兩個河流級之間的平均下降 ( 床層高度變化 ) 的比率是統一的。這些理論結果得到了美國 14 個河流流域的數據支持，平均下降率為 0.995 。 Yang 和 Stall(1973) 使用 RogueRiver 河流流域數據來證明平均河流長度，坡度，坡度和河流數量之間的關係。

在第 1 章中描述的 RiverContinuum 概念 (Vannote 等人， 1980) 中使用河流順序來區分不同水平的生物活動。然而，河流量順序對規劃者和設計者尋求線索以復育水流和地貌功能以河流動廊道幾乎沒有幫助。

舒曼分類系統

其他分類方案將形態學標準與沉積物運輸的主要模式相結合。 Schumm(1977) 發現了直線，曲折和辮狀河道，並將河道模式和穩定性與沉積物運輸模式相關聯 ( 圖 7.10) 。 Schumm 認識到相對穩定的直線和曲折河道，主要是懸浮的沉積物承載和粘性的堤岸物質。在光譜的另一端是相對不穩定的編織河流，其特徵在於主要是床載沉積物輸送和具有非粘性堤物質的寬沙質河道。中間條件通常由曲折的混合載荷河道表示。

蒙哥馬利與布法頓分類系統

Schumm 的分類系統主要適用於沖積河道 ;Montgomery 和 Buffington(1993) 提出了類似的太平洋西北部沖積，崩積和基岩河流分類系統，解決了整個排水網絡中對沉積物輸入的河道響應。蒙哥馬利和布法寧認識到六類沖積河道 - 瀑布式，階梯式，平面式，湍瀨式，政權和編織 ( 圖 7.11) 。

根據河道對沉積物輸入的響應來區分河流類型，陡峭的河道 ( 梯級和階梯水潭 ) 保持其形態同時傳遞增加的沉積物承載，低梯度河道 ( 方式和水窪 ) 通過形態學響應增加的沉積物調整。一般而言，陡峭的河道充當沉積物輸送管道，連接沉積物生產區域和低梯度響應河道。

羅斯根分類系統

一種常用的綜合河流分類系統是基於 Rosgen(1996) 描述的形態特徵 ( 圖 7.12) 。 在羅斯根系統使用六個形態測量用於河段 - 壕溝，寬度 / 深度比率，分類彎度，河道，斜坡的數目，和河床砂石粒度。這些標準用於定義八個主河流類，其中包含約 100 種單獨的河流類型。

羅斯根使用平灘水流來表示形成河流水流或河道形成河流動。使用該分類系統需要水岸排放，因為所有形態關係都與該河流動條件有關：例如，在滿載高度處測量河流動的寬度和深度。

除了壕溝和寬度 / 深度比 ( 兩者都取決於水岸深度的確定 ) 之外，所使用的參數是相對簡單的測量。在確定問題平灘深度早些時候在第 1 章討論的寬度 / 深度比在被取平灘階段並且是頂部寬度的比率來表示深度為平灘河道。彎曲度是河流長度與河谷長度的比值，或者是河谷坡度與河流坡度的比值。在分類中使用的床物質粒度是主要的床表面粒度，通過卵石計數程序 (Wolman1954) 在現場確定或者對沙子和較小尺寸進行修改。在至少 20 個寬度的河道範圍內測量河流坡降。

壕溝描述了河流與其河谷之間的關係，並被定義為河流的垂直遏制以及在河谷地板中切割的程度。因此，它衡量了洪氾區對河流的可達性。在所使用的壕溝比羅斯根 分類系統是河谷由分割的洪水多發寬度平灘河道的寬度。易發洪水的寬度是通過將堤岸河道中的最大深度加倍並測量該海拔處的河谷寬度來確定的。如果洪水易發寬 度大於水岸的 2.2 倍寬度，該河流被認為是稍微固定或受限制，並且該河流可以隨時進入其洪氾平原。如果河流的氾濫寬度小於水岸寬度的 1.4 倍，則河流被分類為根深蒂固。

用於收集數據和使用 Rosgen 系統對河流進行分類的示例工作表如圖 7.13 所示。提供用於收集參考範圍信息的野外資料。

圖 7.10 ：沖積河道分類。 Schumm 的分類系統將河道穩定性與含沙量類型和河道類型聯系起來。

圖 7.11 ：河流分類系統之一種。包括非沖積河流的分類。 Montgomery and Buffington 1993.

圖 7.12:Rosgen 河道分類系統 ( 二級 ) 。該分類系統包括對河道形態的具體特徵以及河流與其氾濫平原之間的關係的識別。 Source: Rosgen 1996.

圖 7.13:Rosgen 方法使用的河流分類工作表示例。

河道水工模型

河道演化的概念模型描述了在某些類型的干擾之後河流經歷的變化的順序。這些變化可以包括河道的寬度 / 深度比的增加或減少，並且還涉及洪氾區的改變。變化的順序在某種程度上是可預測的，因此確定河流的進化階段以便規劃適當的行動非常重要。

Schumm 等人。 (1984) ， Harvey 和 Watson(1986) 以及 Simon(1989) 提出了類似的河道演化模型，這是由於基於“時空”替代的水岸崩潰，其中下游條件被解釋為先前 ( 及時 ) 直接的興趣位置和上游條件被解釋為 ( 及時 ) 直接感興趣的位置。因此，以前看起來像上游河道的河流流域中間的範圍將演變為看起來像下游的河道。

Downs(1995) 回顧了許多分類方案，用於解釋橫向和縱向調整的河道過程 ( 即，加速，降解，彎曲遷移和棒形成 ) 。當這些調整過程按特定的發生順序放置時，開發了一個河道演化模型 (CEM) 。雖然已經提出了一些 CEM ，但兩種模型已被廣泛接受，因為它們通常適用於具有內聚水岸的河道。

兩種模型都以預擾條件開始，其中河道植被很好，並且與洪氾平原經常相互作用。在系統中的擾動 ( 例如，河道化或土地使用的變化 ) 之後，通常由於在受干擾的範圍內過量的河流動力而發生退化。河道退化最終導致水岸過度使用，當超過關鍵水岸高度時，水岸倒閉和大規模浪費 ( 土壤和岩石的偶然下坡運動 ) 導 致河道擴大。隨著河道拓寬和大規模浪費在上游進行，這是一種加速接下來是一個新的低河流量河道開始在沉積物沉積物中形成。上游水岸此時可能繼續不穩定。演 化的最後階段是沉積沖積層內的河道的發展，其尺寸和容量類似於預擾河道的尺寸和容量。新河道通常低於預擾道，舊洪氾區現在主要用作露台。

一旦河床變得很高，無論是通過砍伐還是通過洪氾平原上的沉積物沉積，它們都會由於河岸底部的侵蝕和大規模浪費而開始失敗。河道繼續變寬，直到河流動深度沒 有達到移動脫落的堤岸物質所需的深度。在堤岸底部的脫落物質可能開始被植被定居。這種增加的粗糙度有助於增加堤岸底部的沉積，並且在穩定的沉積物沉積物之 間開始形成新的小容量河道。河道發展的最後階段導致新的水岸家族新的低海拔地區的河道和主動洪氾區。由於河道切口或沉積物沉積過多，原始洪氾區已被廢棄， 現在被稱為露台。

Schumm 等人。 (1984) 將河道演化的基本概念應用於密西西比河不穩定河道化河流的問題。 Simon(1989) 建立在 Schumm 在田納西州對河道化河流的研究中的工作。 Simon 的 CEM 由六個階段組成 ( 圖 7.14) 。 兩種模型都使用橫截面，縱向剖面和地貌過程來區分

進化的階段。這兩種模型都是為具有凝聚力的河流所主導的景觀開發的。然而，相同的物理演化過程可能發生在具有非粘性水岸的河流中，但不一定在相同的明確定義的階段。表 7.4 和圖 7.15 顯示了 Simon 每個階段的工作河流程。

圖 7.14 ：河道演變模型。受干擾或不穩定的河流在其長度或剖面上處於不同的不平衡階段。從理論上講，河道演變模型可能有助於預測未來上游或下游棲息地和河流形態的變化。 Simon 1989, USACE 1990.

河道水工模型的優點

CEM 在河流廊道廊道修復中有以下幾種方式 ( 注：階段來自 Simon1989 年的六階段 CEM) ：

■ CEM 有助於確定受干擾或構建河道的河流趨勢方向。例如，如果河流的範圍被分類為處於演化的第四階段 ( 圖 7.14) ，則下游應該發生更穩定的河段，而上游應該發生不穩定的河段。一旦在河流中發生砍伐或切口 ( 階段 III) ，頭部將向上游推進直至其到達抗性土壤層，排水區域變得太小而不會產生侵蝕性逕流，或者坡度變平至河流不能產生足夠的程度能量下切。第四至第六階段將遵循上游的標題。

■ 如果計畫進行修改， CEM 可以幫助確定復育活動的優先級。通過採用坡度控制措施穩定早期階段 III 的河流範圍，可以防止該河段和上游河段的潛在退化。在第五階段和第六階段成功復育河流河流流域所需的努力也比復育第三和第四階段的河流程要少。

■ CEM 可以幫助解決問題的解決方案。由於在階段 II 中由施工或早期切口產生的河流的更大容量，因此階段 III 中的下切發生。階段 III 中的下切需要諸如等級控制之類的處理，旨在改變導致底部不穩定性的因素。第 IV 階段和第 V 階段的水岸穩定性問題占主導地位，因此所需的穩定方法與第三階段不同。階段 I 和 VI 通常僅需要維護活動。

■ C EM 可以幫助提供復育的目標或模型。階段 I 和 VI 中的河流的河段是分級河流，並且它們的輪廓，形式和模式可以用作復育不穩定河段的模型。

表 7.4 ：河道演變不同階段的主要山坡和河道內過程、特徵橫斷面形狀和河床形態以及植被狀況。 Simon 1989

河道水工模型的侷限性

使用 CEM 進行河流復育的主要限制如下：

■ 在預測河道響應時，不考慮基準面高程和河流流域水和沉積物產量的未來變化。

■ 同時對河流進行多次調整很難預測。

地貌分析的應用

河流分類系統和河道演進模型可以在資源清單和分析中一起使用以表徵和分組河流。儘管許多分類系統基於形態學參數，並且河道演化模型基於調整過程，但兩種河流表徵方法相互補充。兩者都表示河流的當前狀況

目前正在調查中，但對調查區上游和下游的附加河段的特徵描述可以提供對河流總體趨勢的了解。

河流分類系統和河道演進模型也提供站點作為河道和用於復育潛在機會內發生的穩定性問題的類型。溝壑河流河道正在下降，因此需要在時間和資金用於水岸穩定或 洪氾區復育之前進行坡度穩定。類似地，具有橫向不穩定性的切割河道處於擴寬的初始階段，這一過程通常必須在達到平衡條件之前得到滿足。雖然大多數人認為必 須適應擴大河道以復育切割河道，但在某些情況下，不允許河流擴大可能是首選，這取決於相鄰土地使用和廊道內結構的價值和優先級。

另一方面，對於新的內部河道和洪氾區開始形成而已經擴大的切割河流是植被管理的優秀候選者，因為這些河流是已經朝著更新趨於穩定，並建立河岸植被可以加速這一進程。

河流分類和河道演進庫存階段都可以作為評估系統範圍穩定性的基礎。平均年排放的河道寬度 / 深度比 (F) 以及河道邊界 (M) 中的淤泥和粘土的百分比是用於確定係統範圍調整的有用診斷。這些變量可以在被繪製舒姆的 (1960) 與百分比淤泥粘土的寬度 / 深度比曲線 (F=255M “ 108) 來評估穩定性 ( 圖 7.16) 。舒姆的寬度 / 深度比是頂部寬平灘河道和水岸河道橫截面中最深的深度。術語“ M ”由關係式

M=[(ScW)+(Sb2D)]/(W+2D)

Sc= 淤泥和粘土 ( 河床材質 )

Sb= 淤泥和粘土 ( 河岸材質 )

W= 河道寬度

D= 通路深度

來自加重河流的數據通常繪製在最佳擬合線之上，而降級河流的數據繪製在線下方。 Schumm 的圖形也可以用作為切割或最近受干擾的河道選擇合適的寬度 / 深度比的指南。

最後，分類系統和進化模型可以幫助指導復育治理的選擇。如上所述，在垂直和水平不穩定的河流中成功建立河床植被的機會很小。這些河流的岸邊受到根深蒂固的斜坡破壞的影響

即使是成熟的木本植被也常被阻止。相反，建立和管理多年生禾本科植物和木本植被對於保護已經正常運作的河流至關重要。

圖 7.15 ：與河岸形狀相關的河道演變階段。河岸的橫截面形狀可能是其演化階段的一個很好的標誌。 Simon 1989.

圖 7.16: Schumm 的 F 與 M 關係。加積河流的數據通常繪製在直線上方或右側。線下有退化或切割的溪流。 Source: Schumm 1960.

適當的功能條件評估

土地管理局 (BLM) 制定了指南和程序，以快速評估河流沿岸地區的水文，地貌 / 土壤，河道特徵和植被是否正常運行 (Prichard 等， 1993 ， rev.1995) 。這種評估通常稱為 PFC ，可用作河流狀況和物理功能的基線分析，也可用於河流流域分析。

在制定復育計畫和選擇使用的復育方法之前，必須對河道和河流流域條件進行全面分析。在許多情況下，選擇錯誤的方法導致河流復育工作完全失敗並且浪費復育成 本。在許多情況下，特別是在野外情況下，通過自然過程進行復育和控制土地利用是首選且最具成本效益的方法。如果排水系統中的水文條件正在迅速變化，那麼復 育可能是最明智的過程，直到復育平衡。

識別河流中的河岸區域未處於正常運行狀態的河流和排水溝，以及有失去功能風險的河流和排水溝，是復育分析的重要第一步。河岸帶的物理條件是上游河流或排水中發生情況的極好指標。

通過 PFC 分析的結果，可以開始確定河道和河流流域復育需求和優先級。 PFC 結果還可用於識別需要收集更詳細信息的位置以及不需要其他數據的位置。

PFC 是評估河岸濕地區域物理功能的方法。它提供了確定河岸生態系統“健康”的關鍵信息。 PFC 考慮了非生物和生物成分，因為它們與河岸地區的物理功能有關，但它沒有考慮與棲息地要求相關的生物成分。對於棲息地分析，必須採用其他技術。在 PFC 程序是目前河流 / 標準基線評估裡 - 帕里斯 BLM 調查和 PFC 開始被美國西部森林服務局使用。該技術不能替代用於產生依賴於河岸河流生態系統的棲息地或植物或動物種群的詳細信息的庫存或監測方案。

PFC 是河流流域分析的有用工具。雖然評估是在河流程基礎上進行的，但評級可以在河流流域範圍內匯總和分析。 PFC 以及其他河流流域和棲息地條件信息提供了河流流域“健康”的良好圖景以及影響河流流域“健康”的因果因素 .PFC 的使用將有助於識別河流流域尺度問題並提出管理補救措施。

以下是 TR1737-9 中規定的適當功能的定義：

1. 消耗與高水流相關的河流能量，從而減少侵蝕並改善水質。

2. 過濾沉積物，捕獲載荷，並幫助洪氾區開發。

3. 改善洪水瀦留和地下水儲存。

4. 培養能夠穩定河床以防割傷行為的根塊。

5. 開發多種積水和河道特徵，以提供魚類生產，水禽育種和其他用途所需的棲息地和水深，持續時間和溫度。

6. 支持更大的生物多樣性

■ 功能性 - 風險 - 河岸濕地區域處於功能狀態，但現有的土壤，水或植被屬性使其易於退化。

■ 非功能性 - 河岸濕地區域顯然沒有提供足夠的植被，地貌或大型碎片來消散與高河流量相關的河流能量，因此不會減少侵蝕，改善水質或執行上面定義的其他功能。適當的功能。不存在某些物理屬性，諸如不存在河灘地其中一個應的是，是的無功能的條件的指示。

與 PFC 技術評估功能，包括用於確定河岸濕地面積的 CAPA 程序 和潛力，並將這種潛力與河流條件進行比較。

儘管 PFC 程序將沒有洪氾平原的河流 ( 當洪氾區通常存在時 ) 定義為無功能，但許多通過切口或侵占而失去洪氾平原的河流仍然保留了生態功能。鑑於特定地點的水生和沿岸社區，需要評估洪氾區的重要性。

當使用 PFC 技術時，重要的是不要將“適當的功能”等同於“期望的條件”。適當的功能旨在描述河流河道和相關的河岸區域處於相對穩定和自持狀態的狀態。正常運行的河流可以承受中等洪水事件 ( 例如， 25 至 30 年的洪水事件 ) ，而不會對現有值造成實質性損害。然而，在河岸演替為築巢鳥類提供灌木棲息地之前，適當的運作條件通常會發展良好。換句話說，正常運作條件是各種所需條件的先決條件。

雖然基於合理的科學， PFC 現場技術不是定量的。這種方法的一個優點是它比其他技術耗時更少，因為不需要測量。該程序由一個跨學科團隊執行，包括完成一份清單，評估涉及水文，植被和侵蝕 / 沉積特徵的 17 個因素。需要對該技術進行培訓，但該技術並不難學。通過培訓，調查產生的功能確定可以在很大程度上重現。

PFC 技術的其他優點是它提供了一種易於理解的“語言”，用於與各種機構和公眾討論河流狀況， PFC 培訓隨時可用，並且越來越多的機構間接受該技術。

河流態理論與水理分析

狀態理論是在大約一個世紀前由英國工程師開發的，現在印度和巴基斯坦運河上的訴訟河道很少被稱為 “ 河流態 ” ，這意味著他們將強加的水和沉積物承載轉移到動態平衡，寬度，深度和坡度隨長期平均值的變化而變化這些工程師開發了經驗公式，通過擬合攜帶近恆定排放的相對直的運河的數據來連接低維護河道幾何形狀和設計排放 (Blench1957.1969.SimonsandAlbertson1963 年 ) 由於很少有河流將被復育以尋找並充當運河，因此這裡沒有提出狀態關係。

大約 50 年後，類似於 河流態 關係的水理公式是由地貌學家研究穩定的自然河流開發的。當然，這些河流不是直的，而且排放量不同。這些水理幾何關係的樣本顯示在下頁的表格中。通常，這些公式採用的形式。

IV=k ， CFDyD=k 。 (Foys=k ， voy ，其中 w 和 I) 達到平均寬度和深度 ( 英尺 ) ， S 是河段平均斜率，是中間床沉積物尺寸，以 mm 為單位， Q 是以每秒立方英尺為單位的滿載排放，這些公式對於寬度最可靠，對深度不可靠，對於斜坡最不可靠。

河道斷面的水理關係

河道復育計畫經常涉及部分或全部重建已嚴重退化的河道。河道重建設計需要河道大小和對齊的標準。以下物質概述了水理理論，並提供了一些樣本水理關係，用於將有滿義的維度與滿載排放相關聯。還討論了穩定沖積河流河道的某些平面尺寸 ( 例如，曲折特徵 ) 與堤岸水流和河道寬度之間的相關性。

水理理論基於這樣的概念：河流水系傾向於以一種在河道與河流入的水和沉積物之間產生近似平衡的方式發展 (Leopold 和 Maddock ， 1953) 。該理論通常將獨立或驅動變量 ( 例如排水區域或排放 ) 與諸如寬度，深度，斜率和速度的因變量相關聯。水理幾何關係有時根據床物質尺寸或其他因素分層。這些關係是根據經驗推導出來的，它們的開發需要相對大量的數據。

圖 7.17 顯示了基於年平均排放量而非水岸排放量的水理關係。通過測量可以確定感興趣的河流流域的類似的水理關係

在許多橫截面上的河道參數並將它們繪製成水流。這些圖可以小心地用於規劃和初步設計。不建議僅使用水理關係進行最終設計。

在數據收集工作中需要特別注意定義穩定的河道條件，河道形成水流以及河流量和河流量特性。已經清楚地證明瞭排放在確定河道斷面方面的主要作用，但是關於哪 些次要因素如沉積物承載，堤岸物質和植被是顯著的，特別是在寬度方面，缺乏共識。未明確考慮沉積物輸送的水理關係主要適用於床料承載較低的河道 (USACE1994) 。

可以針對特定河流，河流流域或具有類似地理特徵的河流開發水理關係。即使在相同的河流範圍內，也可以預期數據散佈。河流和集水區特徵越不相似，預期的數據 分散就越大。重要的是要認識到，由於諸如地質，植被，土地利用，沉積物承載和坡度以及逕流特徵等變量，這種分散代表了有效的穩定河道配置範圍。

圖 7.18 和 7.19 顯示了為愛達荷州上薩蒙河流流域開發的水理曲線 (Emmett1975) 。在集水區穩定達到數據的散佈表明，對於 10 平方英里排水區，平灘水流可以合理從 100 至 250 的範圍內 CFS 及平灘寬度可以合理從 10 到 35 英尺範圍內。這些關係

是為相對均勻的河流流域開發的，但數據中仍然存在相當多的自然變化。這說明瞭查看用於開發任何曲線 ( 不僅僅是曲線本身 ) 的數據的重要性，以及統計參數，如 R2 值和置信限。 ( 有關其他信息，請參閱統計信息文本。 )

鑑於與河流和河流流域特徵有關的自然變化，

水理關係的首選數據來源是復育計畫範圍。由於河道不穩定，這種選擇可能是站不住腳的。第二個首選項是項目河流流域，但必須注意確保獲得河流流域部分的數據，其地理條件與項目範圍相似。

統計上，與排水區域相比，河道形成排放是水理關係的更可靠的獨立變量。這是因為形成水流的河道的大小是產生觀察到的河道幾何形狀和排水的驅動力

區域僅僅是排放的替代品。通常，溝道形成水流與溝道寬度最佳相關。與深度的相關性稍差。與斜率和速度的相關性是最不可靠的。

圖 7.17 ：與年平均流量相關的河道形態。懷俄明州和蒙大拿州 19 條河流下游流量新增時，寬度、深度和流速與年平均流量的關係。 Leopold and Maddock 1953.

圖 7.18 ：滿庫流量與上游溯游魚類河流域面積的對比。基於量測數據的曲線是設計修復體的有價值的工具 (Emmett 1975) 。

圖 7.19 ：滿潮水位水面寬度與流域面積 - 鮭魚河上游地區。滿潮水位河寬的局部變化可能是顯著的。由於降水量較少，道路溪流寬度較窄。

水理穩定性評估

使用水理關係來評估給定河道範圍的穩定性需要兩件事。首先，所涉及的範圍的集水區和河道特徵必須與用於開發水理關係的數據集相同 ( 或類似 ) 。其次，必須知道水理關係中數據的合理分散。如果特定範圍的數據超出了類似河流流域中穩定河段的數據的合理分散範圍，則有理由相信所涉及的範圍可能不穩定。這只是一個指標，因為其他因素 ( 地質，土地利用，植被等 ) 的變化可能導致給定的範圍在曲線上繪製高或低。例如，在圖 7.17 中，數據指向 RoadCreek 子河流流域因為該子河流流域的降雨較低，所以在該線下方 ( 較窄的水岸表面寬度 ) 繪製得很好。這些河段不穩定 ; 他們已經開發了較小的河道寬度以響應較低的水流 ( 正如人們所期望的那樣 ) 。

總之，水理關係的使用要求繪製實際數據並且已知統計係數。水理關係可用作初步指導，以指示河流中的穩定性或不穩定性，但由於數據的廣泛自然變異性，應使用其他技術檢查這些指示 ( 有關評估河道穩定性的更多信息，請參閱第 8 章 ) 。

區域彎曲河道

鄧恩和利奧波德 (1978 年 ) ，看著從眾多河流流域和發表類似關係區域的曲線與平灘河道 捫 sions 給排水區 ( 圖 7.20) 。 使用這些曲線，一旦已知這些區域之一內的河流流域的排水區域，就可以近似粗糙河道的寬度和深度。顯然，對於經歷不同地形，地質和水文狀況的地區，需要更多這樣的曲線 ; 因此，應針對特定的感興趣領域制定其他區域關係。 表 7.5 列出了幾種水理公式 。

區域曲線應僅用作指標，以幫助確定復育計畫站點的河道幾何

因為大多數數據集中存在很大程度的自然變化。公佈的水理關係通常基於穩定的單螺紋沖積河道。對於多線程河道，河道幾何水流關係更複雜。

水理公式的指數和係數通常根據特定河流或河流流域的數據集確定。考慮到所表示的各種情況，指數 k2 ， k5 和 kg 的相對較小的變化範圍令人印象深刻。表 7.6 和 7.7 給出了用於生成水理公式的數據集的極值。由於公式係數不同，應用一組給定的水理關係應限於類似於校準點的河道。這一原則嚴重限制了 申請 由於這些曲線是使用運河數據開發的，因此在河廊復育工作中採用了 Lacey ， Blench ， Simons 和 Albertson 公式。此外，為原始或大部分未開發的河流流域開發的水理關係不應適用於城市河流流域。

如表 7.5 所示，礫石河流的水理關係遠遠多於沙床河流的水理關係。礫石層關係已經根據河岸土壤特徵和植被進行了調整，而沙床配方已被修改為包括堤岸粉土 - 粘土含量 (Schumm1977) 。 Parker(1982) 主張基於無量綱變量的政體類型關係。因此， Parker 公式的原始形式基於無量綱變量。

圖 7.20 ：堤岸河道尺寸與流域面積的區域曲線。顯示一個國家某個地區與流域面積有關的河道尺寸的曲線可用於確定是否偏離“正常”條件。使用此類曲線時，必須瞭解產生曲線的特定數據的局限性。 Dunne and Leopold 1978.

表 7.5 ：用於推導區域公式的數据集限值。 Hey 1988, 1990.

表 7.6 ：選定水力幾何公式的係數

表 7.7 ：曲流幾何方程式。 Williams 1986.

河道型態 : 平直與蜿蜒

曲折幾何變量 如圖 7.21 所示 。 可以在現場或從航空照片中測量河道平面圖參數，並且可以與公佈的關係 ( 例如框中標識的關係 ) 進行比較。

然而，或者特定於感興趣的位點的係數優於使用可能跨越寬範圍值的公開關係。 圖 7.22 顯示了一些平面幾何利奧波德 (1994 年 ) 的幾何關係。不屬於預測關係範圍的曲折幾何形狀可指示河流不穩定性並且在修復設計中值得注意。

蜿蜒幾何公式

Nunnally 和 Shields(1985 ， Tabic3) 和 Chttale(1973) 提供了蜿蜒幾何公式的評論。 Ackers 和 Charlton(1970) 利用實驗室數據和檢查來自各種河流尺寸的現場數據，開發了一種典型的關於曲折波長和水岸水流 Q(cfs) 的公式

lhere 是這個回歸線相當分散：繪製數據的檢查建議其公式，比如這一個舒姆 (1977 年 ) 。還包括河床沉積物大小或河道周邊的粉砂粘土部分：

其中 Q. 是平均河流量 (cfs) ， M 是河道周邊的粉砂粘土的百分比當從區域數據集開發時，這些類型的關係最為強大，條件是復育區域的典型條件曲率半徑 r ，通常是河道寬度 w 的 1.5 到 45 倍，更常見的是 2w 到 3w 之間。當曲折幅度是曲折波長的 05 到 15 倍時，

圖 7.21 ：曲流幾何變數。 Adapted from Williams 1986.

L 彎曲波長

ML 彎曲弧長

W 滿灘流量時的平均寬度

MA 曲流振幅

rc 曲率半徑

θ 弧角

河流水系動力

河流管理和復育需要了解河流流域和河流過程，邊界沉積物以及河岸和河灘地植被之間複雜的相互作用。確定河道不穩定或潛在不穩定的原因並了解河道調整過程的規模和分佈對於以下方面非常重要：

■ 估計未來的河道變化。

■ 制定適當的緩解措施。

■ 保護河道。

影響整個河流水系調整過程通常包括河道切口 ( 在河道床的隨時間降低 ) ，加積 ( 飼養隨時間的河道床的 ) ，平面形狀的幾何形狀的變化，河道加寬或變窄，而在幅度變化和沉積物的類型承載。這些過程不同於局部過程，例如沖刷和填充，其可以在數量和範圍上受到限制。

相反，河道切割和加重過程會影響河流或整個河流系統的長距離。長期調整方法中，如切口，加積，和河道變寬，會加劇局部沖刷問題。是否由於局部沖刷或河道切 口而發生河床侵蝕，足夠的床層降低可導致堤岸不穩定和河道平面圖的變化。通常很難區分本地和全系統河流程沒有擴展相關基地上游和下游的調查。這是因為河道 隨時間和空間遷移，因此可能會影響先前未受干擾的範圍。例如，最初的僵局侵蝕可能歸因於阻擋河道的木質碎片引起的河流動偏轉。然而，大量木質碎片的出現可 能表明上游河道退化與較大範圍的不穩定性有關。

圖 7.22 ：平面幾何關係。曲流幾何圖形不接近預測關係可能表明河流不穩定。 Leopold 1994.

圖 7.23 ：河岸不穩定。確定不穩定性是局部的還是全系統的，這對於建立正確的行動路徑至關重要。

不穩定是局部的或整個系統的？

河道演進階段是區分受擾河流或構建河道中的本地和系統範圍河道穩定性問題的主要診斷變量。在全河流流域調整期間，河道演變階段通常隨著距離上游系統地變 化。下游地點的特徵可能是加速和擴大的漸弱階段，而上游地點可能通過擴大和溫和退化，然後降解，以及如果調查延伸到上游足夠遠，穩定的預擾狀況，可以表徵 ( 按遞增的上游順序 )( 圖 7.23) 。這一系列階段可用於揭示系統範圍不穩定性。可以以與自然河流類似的方式應用河流分類。河流類型的序列可以揭示系統範圍的不穩定性。

復育措施通常會失敗，不是因為結構設計不充分，而是因為設計師未能將現有和未來的河道形態納入設計中。因此，設計人員必須對河流過程有一個大致的了解，以 確保選定的復育措施能夠與現有和未來的河流條件協調一致。這將允許設計者評估特定地點的條件是由於當地的不穩定過程還是由於可能影響整個河流流域的某些系 統範圍的不穩定性。

整體系統不穩定

河流系統的平衡可以被各種因素破壞。一旦發生這種情況，河流將嘗試通過調整因變量來重新獲得平衡。在物理過程的上下文中這些調節通常反映在加積，降解，或者在變化的平面形狀特徵 ( 曲折波長，彎曲度等 ) 。根據變化的大小和盆地特徵 ( 河床和堤岸物質，水文，地質或人工控制，沉積物來源等 ) ，這些調整可以在整個河流流域甚至相鄰系統中傳播。因此，這種平衡條件的破壞被稱為系統不穩定性。如果系統不穩定正在發生或預計將發生，當務之急是任何水岸穩定或在復育前主動解決這些問題，河道內被認為是棲息地發展。

局部不穩定

局部不穩定性是指侵蝕和沉積過程，這些過程不是河流流域中不平衡狀態的症狀。

可以通過非線性功能來描述，其中響應於干擾的變化首先快速發生，然後減慢並隨時間變為漸近 ( 圖 7.24) 。根據時間繪製床高度可以評估床位調整，並指示河道切口的主要階段是否已經過去或正在進行中。該功能的各種數學形式已被用於表徵現場的床層調整併預測未來的床高程。該方法還可以提供關於測量位置處的河道穩定性趨勢的有價值信息，其中可獲得來自水流測量的大量數據。

圖 7.24 ：河床高程隨時間的變化。繪製一段時間內沿河某一點的河床高程可以表明河道切割的主要階段是否正在進行或已經過去。

河床穩定性

特定的量測分析

也許河流工程師或地貌學家可用於評估河流水系歷史穩定性的最有用的工具之一就是具體的測量記錄。特定的儀表記錄是特定河流量測量位置的特定水流的階段圖，相對於時間繪製 (Blench1969) 。如果特定的量表記錄顯示隨時間沒有一致的增加或減少趨勢，則河道被認為處於平衡狀態，而增加或減少的趨勢分別表示惡化或降級狀況。特定儀表記錄的示例如圖 7.25 所示。

特定量規分析的第一步是在分析記錄期間確定儀表的階段與水流關係。在記錄期間每年制定評級曲線。然後將回歸曲線擬合到數據並繪製在散點圖上。一旦開發了額 定曲線，就必須選擇在特定儀表記錄中使用的排放。這種選擇在很大程度上取決於研究的目標。通常建議選擇包含整個觀察河流量範圍的水流。然後開發一個圖，顯 示給定河流量相對於時間繪製的階段。

特定的儀表記錄是評估特定位置的歷史穩定性的極好工具。但是，特定的儀表記錄僅指示特定測量站附近的條件，並不一定反映儀表上游或下游的河流響應。因此， 即使特定的儀表記錄是河流工程師使用的最有價值的工具之一，它也應該與其他評估技術相結合，以評估河段條件或預測河流的最終響應。

圖 7.25 ：河流的特定軌距圖。從代表流量範圍的儀錶數據中選擇流量。 Biedenharn et al. 1997.

比較調查資料與製圖

直接評估河道變化的最佳方法之一是比較河道調查 (thalweg 主深槽和橫截面 ) 。

Thalweg 主深槽測量沿著橫截面最低點的河道進行。在不同時間點進行的幾次 thalweg 調查的比較允許工程師或地貌學家繪製床層高程隨時間的變化 。

在比較河流水系的調查時，應考慮某些限制。當比較河流谷底線型材，它往往是困難的，特別是在較大的河流，以確定任何明顯的趨勢加積或退化，如果有大的沖刷 孔，特別是在河彎段。非常深的局部沖刷洞的存在可能完全掩蓋了河流中的時間變化。有時可以通過消除水潭部分並僅僅關注交叉位置來克服這個問題，從而允許更 容易地觀察到惡化或退化的趨勢。

儘管 thalweg 主深槽配置書是一種有用的工具，但必須認識到它們僅反映了河道床的行為，並且不提供有關整個河道的信息。因此，通常建議研究橫截面幾何形狀的變化。橫截面幾何形狀是指特定橫截面處的寬度，深度，面積，濕潤周長，水力半徑和河道輸送。

如果在永久性標記範圍位置處測量河道橫截面，則可以比較不同時間的橫截面幾何形狀直。可以覆蓋和比較不同時間的每個範圍的橫截面圖。然而，很少有這樣的情 況，橫截面年復一年地位於完全相同的位置。由於這些問題，通常建議比較重新選擇橫截面幾何參數的值。這要求根據地貌特徵將研究區域劃分為不同的區域。接下 來，在每個橫截面處計算橫截面參數，然後對整個範圍進行平均。然後可以比較每次調查的河段平均值。彎道 ( 深潭 ) 和交叉口 ( 湍瀨 ) 之間的橫截面變化可能會模糊時間趨勢，因此在分析河道變化的長期趨勢時，通常最好只使用穿越河段的橫截面。

時間順序圖的比較可以提供對河道的平台不穩定性的深入了解。率和河道遷移 ( 水岸放 ) 的大小，自然和人造截止，並在河道寬度和空間和時間變化的位置的平面形狀的幾何形狀可以從地圖來確定。利用這些類型的數據，可以記錄對強加條件的河道響應，並用於證實對未來河道對建議的變更的響應的預測。平面數據可以從航空照片，地圖或實地調查中獲得。

圖 7.26 ：對比河道深槽剖面線。河床高程在河流長度上的變化可以顯示過渡區域和需要更多資訊的河段。 Biedenharn ， USACE 1997 。

退化的回歸函數

已經使用兩個數學功能來描述床層水平隨時間的調整。根據下面的警告聲明，兩者都可用於預測河道對干擾的響應。第一個是權力功能 (Simon1989a) ：

E=at b

其中 E= 河道床的高度，以英尺為單位 ;a= 係數，通過回歸確定，表示河道床的預修改高度，以英尺為單位 ;t= 自調整過程開始以來的時間，以年為單位，其中 t0=1.0( 調整過程開始前一年 );b= 無量綱指數，通過回歸確定並指示河道床變化的非線性速率 ( 降解為負，累積為正 ) 。

第二個功能是指數公式的無量綱形式 (Simon1992) ：

z/z 0 =a+be (-kt)

Z= 河道床的高程 ( 時間 t)

Z 0 = 河道床的高度為 t 0

a= 無量綱係數，由回歸確定，等於無量綱高程 (Z/ Z 0 ) ，當公式變為漸近時，

a>l= 遞增加積， <l= 遞減

b= 無量綱係數，由回歸確定，當等式變為漸近時，等於無量綱高程 (z/z0) 的總變化

k= 通過回歸確定的係數，表示每單位時間河道床上的變化率

t= 自調整過程開始前一年起的時間，以年為單位 ( t o =O)

因此，可以通過將公式擬合到床高程並通過求解感興趣的時段來估計河道床的未來高度。兩個公式都提供了可接受的結果，這取決於擬合關係的統計顯著性。統計意 義隨著附加數據，擬合曲線的取消得到改善。同一地點的降解和加重曲線分別擬合。對於降級站點，當 t 的值變大時，公式將提供預計的最小河道高程，並且通過從洪氾區高度中減去該結果，預測的最大岸高。當床層變化的初始時間未知時，可以通過在公式中使用不同的起始日期來估計一系列床調節趨勢。然而，由於缺乏調查數據，在某些地區可能會限制使用這些公式。

加積回歸函數

一旦已經最小床高程獲得，即標高可以在新被用作起始高程噸 Q 的二次加積該河道期間發生加寬階段 ( 見河道演進的討論上文 ) 。在降解之後，在降低河道梯度和河流動能力的地方發生二次加速，使得從上游降解河段上游的沉積物承載不再能夠被運輸 (Simon1989a) 。 Simon 的冪功能的係數值用於估計二次積累可以通過內插現有數據或從估計它們的值獲得比為退化階段獲得的相應值小約 60 ％來獲得。

回歸係數 a 和 b 隨著沿著河道的縱向距離的變化可以用作床層調整的經驗模型，條件是存在來自足夠位置的數據。為西田納西州的 ObionRiver 系統提供了使用這兩個公式的例子 ( 圖 7.27) 。 可以使用插值係數 a 值和 t 來獲得對未經探測的站點的床層隨時間的變化的估計。對於沒有大量支流沉積物輸入的水壩下游河道， a 值曲線的形狀相似但倒置 ; 最大量的降解 ( 最小值 ) 發生在大壩的下游，並且隨著下游距離的增加而非線性衰減。

注意：如果使用上述數學功能之一來預測未來的河床高程，則假設沒有發生新的干擾來觸發新的河道變化階段。下游河道化，水庫建設，阻塞河道的大型木質碎片堵塞形成，甚至是大洪水都是可能引發新一輪快速變化的干擾的例子。

應注意，使 用回歸功能來計算累積和退化是一種經驗方法，可能適合於在項目的初始規劃階段提供對降解和惡化過程的深入了解。但是，該程序沒有考慮水和沉積物的供應和運 輸之間的平衡，因此，對於復育特徵的詳細設計是不可接受的。

圖 7.27 ：估算河床高程調整與河流縱向距離的回歸函數的係數 a 和 b 值。未來的河床高程可以用經驗公式來估計。 Simon 1989,1992.

泥砂搬運過程

這些過程包括侵蝕，夾帶，運輸，沉積和壓實。參考有關沉積物的標準文本和參考文獻，包括 Richards(1982) 和 USACE(1989a) 。

預測土壤沉澱和降解的數值分析與模型

數字分析和模型如 HEC-6 用於預測河流河道中的側岸侵蝕和和床侵蝕，如第 8 章所述。

河岸穩定

通過移動水去除土壤顆粒或通過坍塌可以侵蝕河岸坡。當堤岸物質的強度太低而不能抵抗重力時，會發生坍塌或質量破壞。坍塌或即將崩塌的水岸被稱為岩土不穩定 ( 圖 7.28) 。 應描述水岸物質的物理特性，以幫助表徵潛在的穩定性問題和識別河岸不穩定的主導機制。

岩土工程調查的強度程度因規劃而異。在規劃期間，必須收集足夠的信息以確定考慮的替代方案的可行性。例如，在規劃期間獲得的水岸地層學的定性描述可能是識別研究範圍內的主要失效模式所需的全部。 Thorne(1992) 描述了河流偵察程序，特別是用於記錄河床數據。

圖 7.28 ：底切造成的河岸侵蝕。移除坡 脚 支護會導致不穩定，需要岩土工程解決方案。

河岸穩定性的定性評估

自然河床經常由不同的層組成，反映了堤岸物質的沉積歷史。每個單獨的沉積層可以具有與其他層完全不同的物理性質。因此，水岸簡檔將根據每層的物理特性做出 響應。由於重力引起的失效的河流堤的穩定性取決於堤岸剖面的幾何形狀和堤岸物質的物理性質，因此主要的破壞機制往往與特徵地層或層序連續密切相關 ( 圖 7.29) 。

由均勻的粘性或粘結土層組成的陡峭堤岸通常在堤岸頂部平行於堤岸對齊處產生張力裂縫。當土壤的重量超過土壤中顆粒與顆粒接觸的強度時，發生板坯破壞。隨著粘土含量或膠結劑的減少，堤岸的斜率減小 ; 垂直破壞面變得更平坦，平面破壞面發展。當堤岸土壤主要具有凝聚力時，會發生旋轉失效。當弱土層被侵蝕並且弱層上方的層失去結構支撐時，發生塊狀失效。

圖 7.29 中 描述的重力失效過程通常發生在堤岸由於降雨或高河流量階段而飽和之後。水增加了土壤的重量，減少了顆粒與顆粒之間的接觸和內聚力，同時增加了孔隙壓力。當 孔隙空間中的土壤水受到覆蓋的土壤和水的壓力時，就會發生孔隙壓力。因此，孔隙壓力在土壤質量的內部。當河流滿時，河流動的水為河床提供一些支撐。當水位 下降時，內部孔隙壓力從內部推出並增加了堤岸失效的可能性。

圖 7.29 中描述的最後一種情況涉及地下水開裂或管道。打漿或管道是通過河流動地下水侵蝕表面下的土壤顆粒。來自河床的髒或沉積物的滲漏表明地下水正在河流動或管道正在河流動。在從支撐層移除足夠的土壤顆粒之後，地下水管道區域上方的土壤層最終將坍塌。

河岸穩定性的定量評估

當修復設計需要更多關於土壤屬性的定量信息時，需要收集更多詳細數據 ( 圖 7.30) 。需要量化堤岸物質的內聚力，摩擦角和單位重量的值。由於空間可變性，需要仔細的採樣和測試程序，以最大限度地減少正確表徵各個層的平均物理特性或確定整個水岸的批量平均統計數據所需的數據量。

必須注意不僅在測量時表徵土壤性質，而且還要考慮到預期失效的“最壞情況”條件 (Thorne 等， 1981) 。單位重量，內聚力和摩擦角隨水分含量而變化。由於在這種條件下不穩定場地的危險性，通常不可能在最壞情況下直接測量堤岸物質。合格的岩土工程或土壤力學工程師應估算這些操作強度參數。

水岸不穩定性的定量分析以力和力來考慮抵抗，堤物質的剪切強度表示邊界對重力侵蝕的抵抗力。剪切強度由內聚強度和摩擦強度組成。對於單位長度的平面失效的情況，庫侖公式是適用的

S r = c + (N – µ) tan φ

其中 Sr = 剪切強度，單位為磅 / 平方英尺 ; c= 內聚力，單位為磅 / 平方英尺 ; N= 正常壓力，以磅 / 平方英尺為單位 ; µ = 孔隙壓力，單位為磅 / 平方英尺 ; 和 φ = 摩擦角度，以度為單位。另外：

N = W cos θ

其中 W= 失效塊的重量，單位為磅 / 平方英尺 ; θ = = 失效平面的角度，以度為單位。

作用於水岸的引力是：

S a = W sin θ

一個降低抗侵蝕性 (Sr) 的因素，例如飽和引起的超孔隙壓力和垂直張力裂縫的發展，有利於水岸的不穩定性。類似地，堤岸高度 ( 由於河道切口 ) 和坡度角 ( 由於底切 ) 的增加通過增加重力分量而有利於堤岸失效。相比之下，植被種植的水岸通常更乾燥，並提供改善的水岸排水，這增強了水岸的穩定性。植物根係為土壤提供抗拉強度，從而產生強化土壤，抵抗大規模破壞，至少達到根深度 (Yang1996) 。

圖 7.29 ：主要岸坡破壞機制與相關地層的關係。 (a) 均勻河岸發生平面型破壞 (b) 均勻淺岸發生旋轉型破壞 (c) 粘性上岸、無粘性下岸導致懸臂式破壞機制 (d) 複雜的河岸地層可能導致管湧或侵蝕型破壞。 : Hagerty 1991. In Journal of Hydraulic Engineering. Vol. 117 Number 8. Reproduced by permission of ASCE.

圖 7.30 ：假設孔隙水壓力為零，作用於河堤上的力。

堤岸穩定性分析將堤岸資料的強度與堤岸高度和角度以及濕度條件聯系起來。

河岸不穩定與河道拓寬

河道擴寬通常是由於堤岸高度增加超過水岸物質的臨界條件造成的。 Simon 和 Hupp(1992) 表明，降低床層的數量與河道拓寬量之間存在正相關關係。通過質量浪費過程調整河道寬度代表了沖積河流中河道調整和能量耗散的重要機制，發生率達到幾個數量級，每年高達數百英尺 (Simon1994) 。

可以使用以下程序分析當前和未來的水岸穩定性：

■測量河道組的當前河道幾何形狀和剪切強度。

■估算未來的河道幾何形狀，模擬最壞情況下的孔隙壓力條件和平均剪切強度特性。

對於細粒土，凝聚力和摩擦角數據可以從標準實驗室測試 ( 而得到三軸 -IAL 剪切或無側限壓縮試驗 ) ，或通過在具有鑽孔的剪切測試裝置原位測試 ( 手持和 Fox1967 ， Luttenegger 和 Hallberg 的 1981 年， Thorne 等， 1981 ， Simon 和 Hupp ， 1992) 。對於粗粒，無粘性土壤，摩擦角的估算值可以從參考手冊中獲得。通過將這些數據與未來河床高程的估計值相結合，可以使用岸坡穩定性圖表評估相對岸坡穩定性。

河岸穩定圖表

為了產生諸如下面的水岸穩定性圖表，使用表示水岸 ( 斜率 ) 穩定性公式的簡化的穩定性數字 (N.) 。穩定性數是水岸物質摩擦角 (< £ ) 和傾斜角 (i) 的功能，並且是從 Chen(1975)( 圖 7.31) 或 Lohnes 和 Handy(1968) 開發的穩定性圖表中獲得的：

N s = (4 sin i cos φ ) / [1 – cos (i – φ )]

臨界堤岸高度 Hc ，其中驅動力 Sa= 給定剪切強度和堤岸幾何形狀的抵抗力 Sr 然後計算 (Carson 和 Kirkby1972) ：

H c = N s (c / γ )

其中 c= 內聚力，磅 / 平方英尺， γ = 土壤的單位重量，單位為磅 / 立方英尺。

利用平均或環境土壤水分條件，對一系列岸坡角的方程進行求解，得出“非飽和環境現場條件”的上限值。通過求解該方程，可得到最壞情況下 ( 飽和河岸和河流水位快速下降 ) 的臨界岸高，假設φ和抗剪 強 度的摩擦分量為 0.01974) ，並使用飽和容重。這些結果用下線“飽和條件”表示

三個穩定性類別 ( 不穩定，有風險和穩定 ) 的水岸故障頻率是主觀的，主要基於經驗現場數據 ( 圖 7.32) 。假設在給定年份中存在至少一個主要暴雨河流，可以預期不穩定的河道庫至少每年都會失敗，並且可能在每個主要暴雨河流量 ( 其中河道庫已經飽和 ) 之後失效。風險條件轉變為每 2 至 5 年一次水岸倒閉，再次假設存在一個主要的河流動事件，使水岸飽和並侵蝕腳趾物質。根據定義，穩定的水岸不會因大規模浪費過程而失敗。然而，曲折彎道外的河道水岸可能會遭受水岸腳趾的侵蝕，從而導致過度使用水岸概況，最終水岸崩潰事件。

瞭解合作優勢的可變性。圖 7.33 確定了通路堤岸的五類平均粘聚力。高於平均低水位和飽和條件的臨界岸高被用於構建該圖，因為堤岸破壞通常發生在峰值流量衰退期間或之後。結果是一個列線圖，給出了一系列岸角的臨界岸高和內聚 强 度，可用於估計最壞情況下的穩定岸坡形態，如河流水位急劇下降時的飽和。例如，當堤岸高度超過 10 英尺時， 55 度角的飽和堤岸和 1.75 磅 / 平方英寸的粘性 强 度將不穩定。

圖 7.31 ：通過堤腳的破壞面，穩定數 (NS) 與岸坡角 (i) 的函數關係。可以計算出最壞情況下的臨界岸高。

圖 7.32 ：估算臨界岸高 (Hc) 的岸坡穩定性圖示例。可評估現有岸坡穩定性，以及 潜 在的穩定設計高度和坡度。

圖 7.33 ：飽和條件下不同粘結 强 度範圍的臨界岸坡結構。可以收集河岸資料粘結 强 度的具體數據，以確定穩定配寘。

河岸穩定性和河道寬度的預測

水岸穩定性圖表可用於確定以下內容：

■該一般水岸不穩定性的起始定時 ( 在 degradatio 的情況下 Ñ 和增加水岸高度 ) 。

■復育水岸穩定性的時機 ( 在加速和降低水岸高度的情況下 ) 。

■在一系列潮濕條件下穩定的堤岸配置所需的堤岸高度和角度。

未來河道擴展的估計也可以使用多年的測量河道寬度數據進行，然後將非線性功能擬合到數據中 ( 圖 7.34) 。 Williams 和 Wolman(1984) 使用以下形式的無量綱雙曲功能來估計大壩下游的河道拓寬：

(W i / W t ) = j 1 + j 2 (1 / t)

其中：

W i = 初始河道寬度，以英尺為單位

W t =t 年後的河道寬度

t = 時間，以年為單位

j 1 = 攔截

j 2 = 在 W 。 /Wt 對 1/t 的曲線上擬合直線的斜率

Wilson 和 Turnipseed(1994) 使用冪功能來描述河道化後的拓寬並估計密西西比北部黃土地區未來的河道拓寬：

W = x t d 其中：

W= 河道寬度，以英尺為單位

x= 通過回歸確定的係數，表示初始河道寬度

t= 時間，以年為單位

d= 通過回歸確定的係數，表示河道擴展的速率。

圖 7.34 ：估算河道一側未來河道加寬 (10-20 年 ) 的方法。最後的岸寬可以預測，這樣就可以看到未來的河流形態。

7C 化學特性

在河流復育計畫中評估水化學可以是確定復育是否成功的方法之一。對特定係統的化學性質的基本了解對於開發適當的數據收集和分析方法至關重要。雖然數據收集 和分析是相互依賴的，但每個都有各自的組成部分。在數據收集和分析開始之前，對基本了解所關注的水文和水質 ​​ 過程也很關鍵。 Averett 和 Schroder(1993) 討論了確定數據收集和分析程序時使用的一些基本概念。

資料蒐集

成分選擇

數以百計的化合物可用於描述水質。通常太昂貴且太耗費時間來分析給定係統中感興趣的每種可能的化學物質。除了選擇樣品的特定成分外，還必須考慮用於確定成分的分析技術。另一個考慮因素是成分的化學成分 ; 例如，化學品通常處於溶解狀態還是吸附在沉積物上，這對採樣和分析所用的方法以及相關成本產生了深遠的影響。

通常，使用集成或作為許多其他變量的指標的參數是有效的。例如，溶氧和溫度測量結合了許多物理和化學過程對河流系統的淨影響，而可溶性活性磷濃度通常是

取作為用於附著藻類的生長的潛在的容易獲得的指示符。 Averett 和 Schroder(1993) 討論了選擇樣品成分所涉及的其他因素。

採樣頻率

所需的抽樣頻率取決於利益的組成部分和管理目標。例如，減少平均的管理目標插播營養物濃度可能需要定期監視，而保持足夠的溶氧 (DO) 夏低河流量和高溫度段期間的一個目標可以在臨界條件需要僅定位監控。通常，在空間或時間上變化很大的水質成分需要更頻繁的監測以充分錶徵。

在許多情況下，成分的濃度取決於河流動條件。例如，在沖刷河流動或侵蝕沖洗事件期間，強烈吸附到顆粒物質上的疏水性農藥的濃度可能最高，而以相對穩定的速率加載到河流中的溶解化學物質的濃度將表現出最高濃度。河流量極低。

實際上，現場採樣和水質分析耗時且昂貴，並且進度和預算限制通常決定數據收集的頻率。這些限制使得設計數據收集工作變得更加重要，這些工作最大化了所獲得信息的價值。

統計工具通常用於幫助確定採樣頻率。統計技術，如 Gilbert(1987) 和 Averett 和 Schroder(1993) 描述了取樣，分層隨機取樣，兩階段取樣和系統取樣。桑德斯等人。 (1983) 也描述了確定採樣頻率的方法。

採樣點選取

採樣點的選擇是採樣設計的第三個關鍵部分。大多數樣本代表空間中的一個點，僅提供有關此時發生的事情的直接信息。選址的一個關鍵目標是選擇一個站點，該站 點提供代表整個特定河流的範圍內的條件的信息。由於大多數水文系統非常複雜，因此必須對感興趣的區域有基本的了解才能做出這一決定。

外部投入，如支流或灌溉回河流，以及地下水補給等輸出，可以沿著河流的長度急劇改變水質。正是由於這些過程，必須理解水文系統來解釋來自特定地點的數據。 例如，在承載的顯著橫向源的下游，溶解的成分可以均勻地分佈在河流河道中。然而，顆粒物質通常是分層的。因此，吸附在顆粒物質上的成分的分佈不均勻分佈。 Averett 和 Schroder(1993) 討論了選擇地表水和地下水樣地的不同方法。桑德斯等人。 (1983) 和 Stednick(1991) 也討論了選址。

採樣方法

實際考慮是樣品採集的重要部分。首先必須能夠訪問站點，最好是在各種潛在的河流量和天氣條件下。出於這個原因，考慮到橋樑交叉處的人工河道可能影響樣品結 果的程度，通常在橋樑交叉處進行取樣。最後，在感興趣的成分承載和濃度的情況下，重要的是將水質樣品位置與可以精確測量河流量的位置對齊。

水質與沉積物採樣規範

本節簡要概述了水質復育工作的水質採樣和數據收集技術。許多重要問題只能在本文檔的上下文中進行處理，但有許多參考資料可供讀者提供更詳細的指導。

描述用於化學分析的水樣收集方法的關鍵書是美國地質調查局 (USGS) 收集和處理地表水樣本以確定過濾水中無機成分的方案 (Horwitz 等， 1994) ，收集和處理河流的現場指南美國水質評估計畫的水樣 (Shelton1994) ，以及收集和處理河床沉積物樣品的現場指南，用於分析美國水質評估計畫中的微量元素和有機污染物 (Shelton 和 Capel ， 1994) 。描述沉積物收集方法的標準參考書是 USGS 水資源調查技術，河流沉積物測量的現場方法 (Guy 和諾曼 1982) 。美國地質勘探局正在編寫一份美國實地手冊，描述了收集和處理水質樣本的技術 (FranceskaWilde ， personalcommunication ， 1997) 。

河流復育監測可能涉及對水和沉積物質量進行採樣。可以手動 ( 手動樣品 ) ，通過使用自動取樣器 ( 自動樣品 ) ，作為單獨的時間點樣品 ( 抓取或離散樣品 ) ，或與其他樣品 ( 複合樣品 ) 組合來收集這些樣品。相對於系統內或河流過系統的測量體積收集和混合的樣品通常稱為體積或河流量加權的複合樣品，而以規則的垂直間隔通過部分或全部水體收集的等體積樣品可以混合提供水體複合樣品。

手動採樣和容器收集

使用各種類型的容器或裝置手動收集的樣品以從接收水或排出物收集水或沉澱物通常被稱為抓取樣品。這些樣本可能需要很少的設備，並允許在每次抽樣訪問期間記錄其他額外的現場觀察。

手動取樣有幾個優點。這些方法通常不複雜且通常便宜 ( 特別是當勞動力已經可用時 ) 。對某些污染物進行取樣需要手動取樣。例如，根據標準方法 (APHA1995) ，必須使用手工方法從採集的樣品中分析油脂，揮發性化合物和細菌。 ( 油脂和細菌可能粘附在自動取樣設備中使用的軟管和罐子中，導致結果不準確 ; 揮發性化合物在自動取樣過程中會蒸發，或者可能會從密封不良的樣品容器中丟失 ; 細菌種群會增長，樣品儲存期間社區成分發生變化。 )

抓取取樣的缺點包括在暴雨期間可以全天候提供人員以及在採樣期間人員暴露於危險條件的可能性。涉及許多取樣地點的長期取樣計畫在勞動力成本方面可能是昂貴的。

抓取採樣通常用於收集未與其他樣本組合的離散樣本。抓取樣品也可用於收集體積或河流量加權的複合樣品，其中幾個離散樣品按測量的體積或河流速比例組合 ; 然而，使用自動採樣器和河流量計通常更容易實現這種類型的採樣。 USEPA(1992a) 中介紹了幾種用於河流量加權的手動方法。抓取取樣也可用於復合垂直水體或來自各種水體的水或沉積物的空中復合樣品。

自動採樣

自動採樣器在過去十年中得到了極大的改進，現在具有可用於許多采樣目的的功能。通常，這種取樣裝置需要較大的初始資本投資或支付租金，但它們可以降低總體勞動力成本 ( 特別是對於長期運行的取樣程序 ) 並提高河流量加權合成的可靠性。

一些自動採樣器包括由基於微處理器的控制器，泵組件和填充機構組成的上游，以及包含一組玻璃或塑料樣品容器的下游和可以填充冰以冷卻收集的井樣本。更昂貴的自動取樣器可以包括製冷設備來代替冰井 ; 但是，這種設備需要 120 伏電源而不是電水潭。此外，許多自動採樣器可以接受來自河流量計的輸入信號以激活採樣器並啟動河流量計量合成程序。一些採樣器可以接受來自雨量計的輸入以激活採樣程序。

大多數自動採樣器允許收集多個離散樣本或單個或多個合成樣本。此外，樣品可以在樣品瓶之間分開，也可以合成一個瓶子。可以在預定時間基礎上收集樣品，或者與發送到取樣器的河流量測量信號成比例地收集樣品。

儘管自動採樣器具有明顯的優點，但它們具有一些缺點和局限性。除非只需要定性結果，否則一些污染物不能通過自動化設備進行採樣。儘管大多數這樣的採樣器提 供的清潔順序提供了合理分離的樣品，但是由於水滴通常保留在管中，因此存在樣品的一些交叉污染。採樣接收水中的碎片會阻塞採樣管並阻止樣品採集。如果採樣 管位於河流量計附近，則採樣管上捕獲的碎屑也會導致錯誤的河流量測量。

雖然自動採樣器可以減少暴雨和逕流事件期間的人力需求，但必須在這些事件期間檢查這些設備的準確性，並且必須定期測試和維修。如果在暴雨事件期間未進行任 何現場檢查，則整個事件的數據可能會丟失。因此，自動採樣器不會消除對現場的需求人員，但他們可以減少這些需求，並可以使用手動方法生成河流量加權的複合 樣本，這可能是繁瑣或不可能的。

離散與組合抽樣

地表水中的河流速，物理 ​​ 條 件和化學成分通常會不斷地同時變化。這在確定廢水排放河流和接收水中的水量，污染物濃度和污染物質量或其承載時存在困難。使用自動或連續記錄河流量計允許 對這些水進行合理且連續的河流速測量。然後可以通過在關注期間將這些河流量乘以由離散或河流動合成樣本確定的平均污染物濃度來計算污染物承載。當使用手動 ( 瞬時 ) 河流量測量時，可以僅估算承載計算的實際體積河流量，從而增加承載估計的額外不確定性。在單個抓取樣本集中分析關注的成分，以最低成本提供最少的信息。但是，在條件相對穩定的情況下，這種方法可能是適當的 ; 例如，在沒有降雨或其他潛在的大量逕流原因的時期以及當河流充分混合時。最經常，通常的方法是在暴雨或逕流事件期間以預定間隔收集隨機或常規的抓取樣本系列。

當經常收集樣品時，樣品之間的濃度變化最小化，可以獲得污染物濃度動態的清晰模式或時間序列。當採樣 inter 相對於污染物濃度的變化， vals 間隔太遠，對這些關係的理解不太清楚。混合來自相鄰採樣事件或區域的樣本 ( 合成 ) 需要較少的樣本進行分析 ; 對於某些評估，這是一種合理的方法。樣本合成可節省成本，尤其與水質分析成本相關，但也會導致信息丟失。例如，有關逕流事件期間最大和最小濃度的信息通常會丟失。但是，在事件期間合成通過多個時段收集的許多樣本可以幫助確保所分析的樣本不僅包括不完全代表事件的極端條件。

儘管來自合成樣本的分析結果很少等於事件的平均條件，但是當包括足夠的樣本分佈時，仍然可以使用它們，以便為計算承載估計提供合理代表性的條件。然而，在 一些分析中，當使用來自合成樣品的分析結果來完成加載分析時，可以產生相當大的誤差。例如，當最大污染物濃度伴隨最大河流速時，高河流量和低河流量的濃度 被平等對待，可以低估真實載荷。

因此，當河流量和污染物濃度之間的關係未知時，通常最好在監測計畫中包括至少三個離散或多個複合樣品收集：在增加河流量的初始階段，在峰值或高原河流量期間，以及在河流量下降期間。

用於樣本合成的最有用的方法是將樣本與研究期間隔期間發生的河流量相關聯。完成河流量加權合成有兩種變體：

1. 以相等的時間間隔以與河流速成比例的體積收集樣品 ( 例如，在 10 分鐘間隔內每 100 加侖河流量收集 100mL 樣品 ) 或

2. 在與河流量成比例的不同時間收集等體積樣品 ( 例如，每 100 加侖河流量收集 100mL 樣品，不論時間如何 ) 。

第二種方法對於估計伴隨潮濕天氣河流的承載是優選的，因為它導致在河流速最高時最常收集樣品。

另一種合成方法是時間合成取樣，其中以相等間隔的時間間隔收集相等的樣品體積 ( 例如，在監測的事件期間每 10 分鐘收集 100mL 樣品 ) 。該方法提供了採樣期間採樣點的平均條件信息。例如，它應該用於確定在監測事件期間居民水生生物群暴露的平均毒性濃度。

現場水質採樣分析

可以在現場和提交給實驗室的樣品中監測各種水質參數的濃度 ( 圖 7.35) 。 必須在現場獲得一些參數，例如水溫。諸如特定合成有機化學品濃度的參數需要實驗室分析。其他參數，如 nu 通過現場和實驗室分析方法可以測量濃度。對於化學成分，現場測量通常應被視為定性篩選值，因為不可能進行嚴格的質量控制。此外，為符合“清潔水法”要求而收集的樣本必須由經過相應機構 ( 州或美國環保局 ) 認證的實驗室進行分析。該實驗室必須使用上市的分析技術聯邦法規法典 (CFR) ，標題 40 ， 136 部分，“指引建立測試程序分析污染物在清潔水法案”。

本小節的其餘部分注意到關於通常採樣的參數和 ana 的特殊考慮裂解在該領域，包括 pH 值，溫度和溶氧 (DO) 。

圖 7.35 ：現場取樣。取樣也可以自動化。

pH 值

收集後樣品中的 pH 值會迅速變化。因此，通常使用手持式 pH 電極和儀表在現場測量 pH 。電極很容易損壞和污染，每次使用前必須使用標準溶液進行校準。在校準期間和進行現場測量時，現場儀器應與測量的溶液處於熱平衡狀態。

水溫

由於水溫在收集後迅速變化，因此必須在現場 ( 使用原位探針 ) 或在收集抓取樣品後立即進行測量。 EPA 方法 170.1 描述了溫度測定水溫的程序。較小的氣河流通常會經歷溫度的晝夜變化，以及 pH 和 DO 。許多河流還經歷了陰影和河流速的垂直和縱向溫度變化。由於溫度對其他水質因素 ( 如溶氧濃度 ) 的影響，在進行其他現場測量時應始終記錄溫度。

溶氧

當需要多個 DO 讀數時，通常使用 DO 電極和儀表 (EPA 方法 360.1) 。為了獲得準確的測量結果，應使用 Winkler 滴定方法在每天使用前後校準儀表。在密集使用的日子裡重新檢查校準通常是有價值的，特別是當測量非常重要時。

氧電極易碎並易受污染，需要經常維護。當膜下形成氣泡時，必須更換覆蓋這些探針的膜，並且電極應保持充滿新鮮的電解質溶液。如果儀表具有溫度和鹽度補償控制，則應根據製造商的說明仔細使用。

水質樣品的製備與處理

樣品採集，製備，保存和儲存指南旨在最大限度地減少樣品成分的變化。容器必須由不與樣品中的污染物相互作用的物質製成，並且應該以不使容器和清潔劑干擾樣 品分析的方式進行清潔。有時，樣品成分必須在分析前降解或轉化之前保存。此外，不得超過樣品的指定保溫時間。收集，保存和儲存樣品的標準程序見 APHA(1995) 和 40CFRPart136. 有用的物質也包含在 USEPANPDES 雨水取樣指導書 (1992a) 中。

實驗室分析

大多數商業實驗室提供適當清潔的取樣容器和適當的防腐劑。實驗室通常還指出每次分析的最大允許保留期。各種方法手冊 ( 包括 APHA(1995) 和 USEPA(1979a)) 詳細介紹了清洗樣品瓶，保存其內容物和分析適當化學品的可接受程序。水取樣器，取樣軟管和 样 品儲存瓶應始終由符合研究目標的物質製成。例如，重的時候

金屬是關注的問題，瓶子不應該有可能污染收集的水樣的金屬成分。同樣，當涉及有機污染物時，瓶子和瓶蓋應由不太可能滲入樣品的物質製成。

樣品保存，處理和儲存

樣品保存技術和最長保存時間見 APHA(1995) 和 40CFRPart136. 大多數水質變量都需要冷卻樣品至 4 攝氏度 ( ° C) 的溫度。為此，通常將樣品置於含有冰或冰替代品的冷卻器中。許多自動採樣器在樣品瓶旁邊有一個井，可以容納冰或冰替代品。一些更昂貴的自動採樣器具有需要電源的製冷設備。其他保存技術包括 pH 調節和化學固定。在需要時，通常使用強酸和鹼進行 pH 調節，在處理這些物質時應特別小心。

可能需要進行細菌分析，特別是在有關污水和其他廢物輸入或糞便污染的問題時。細菌樣品的保存時間短，不會被自動進樣器收集。同樣，必須通過抓取樣品收集揮發性化合物，因為它們在自動取樣設備中通過揮發而損失。

樣品標籤

樣品應貼上防水標籤。應記錄足夠的信息以確保每個樣品標籤都是唯一的。樣本容器標籤上記錄的信息也應記錄在現場人員保存的樣本筆記本中。

該標籤通常包括以下信息：

■項目名稱。

■監控位置。

■具體樣品位置。

■樣品採集的日期和時間。

■採樣器的名稱或縮寫。

■要執行的分析。

■樣品 ID 號。

■使用防腐劑。

■樣品類型 ( 抓取，複合 ) 。

樣品包裝和運送

有時需要將樣品運送到實驗室。應在裝運前檢查保持時間，以確保不會超過它們。儘管廢水樣品通常不被認為是危險的，但某些樣品 ( 例如極端 pH 值的樣品 ) 需要特殊程序。如果樣品通過公共承運商或美國郵政服務運輸，則必須符合運輸部危險物質法規 (49CFRParts171-177) 。被定義為危險的樣品的空運可以由國際航空運輸協會的要求涵蓋。

樣品應密封在防漏袋中並填充以防止破損。許多樣品必須裝有冰替代品，以便在運輸過程中保持 4 攝氏度的溫度。塑料或金屬休閒冷卻器是理想的運輸容器，因為它們可以保護和隔離樣品。隨附的書，如監管鏈書，應密封在運輸容器中的防水袋中。

監管鏈

監管鏈形式記錄了樣品擁有的每個變化，從其收集開始到分析時結束。在每次轉移佔有時，樣本的放棄者和接收者都需要簽署並註明日期。形式和程序書擁有樣本並 有助於防止篡改。容器樣品也可以用帶狀標籤或密封件密封，以確保樣品不會受到損害。

監管鍊錶格的副本應由採樣員和實驗室保留。合同實驗室通常提供帶有樣品容器的監管鍊錶格。該表格還可用於記錄將對樣品執行哪些分析。這些表單通常包含以下信息：

■ 項目名稱和抽樣地點。

■ 每個樣本的收集日期和時間。

■ 抽樣人員的姓名。

■ 樣品識別名稱和編號。

■ 樣品容器的類型。

■ 對每個樣品進行分析。

■ 對每個樣本的附加評論。

■ 所有運輸樣品的名稱。

採集和處理沉積物質量樣本

沉積物是各種物質的匯。非點源水流通常包括大量懸浮物質，其在具有低水速的接收水的區段中沉降。當河流速不足以使它們保持懸浮時，營養素，金屬和有機化合 物可與懸浮固體結合併沉降到水體底部。與沉積物結合的污染物可以保持與水體分離，或者它們可以重新懸浮在水體中。

洪水沖刷，生物擾動 ( 通過生物有機體混合 ) ，解吸和生物吸收都促進吸附污染物的釋放。在沉積物中生活和進食的生物特別容易受到沉積物中污染物的影響。進入食物鏈後，污染物可以以更高的食物 ( 營養 ) 水平傳遞給飼養者，並且可以在這些生物中積累或集中。人類可以通過吃魚來攝取這些污染物。

沉積物沉積也可以物理改變底棲 ( 底部 ) 棲息地，並影響許多魚類和無脊椎動物的棲息地和繁殖潛力。沉積物取樣應該允許評估所有這些影響潛力。

採集方法

使用手動或絞車操作的挖泥船收集沉積物樣品。雖然有各種各樣的挖掘機可供選擇，但大多數挖掘機的運行方式如下：

1. 用手或絞車將設備降低或推入水體。

2. 釋放設備以允許通過連接線或通過線下降的加重信使進行關閉。

3. 設備的鏟子或鉗口通過重量或彈簧作用關閉。

4. 將設備收回到地面。

理想情況下，設備盡可能少地干擾底部並完全關閉，以免細小顆粒丟失。常見的底棲採樣裝置包括 Ponar ， Eckman ， Peterson ， Orange peel 和 VanVeen 挖泥罐。當需要有關化學沉積和積聚如何隨時間變化的信息時，可以使用岩心取樣裝置收集沉積物核心。通過冷凍取芯可以對極低密度或非常粗糙的沉積物進行取樣。 Klemm 等人詳細描述了沉積物採樣器。 (1990) 。

沉積物取樣技術對於與河流評估相關的兩類調查非常有用：

(1) 沉積物和化學分析

(2) 底 棲大型無脊椎動物的調查社區。在任何一種類型的調查中，都應對來自參考站的沉積物進行取樣，以便將它們與受影響的接收水域中的沉積物進行比較。用於化學分 析的沉積物應通過刮回收集的沉積物的表面層並從收集的樣品的中心質量中提取沉積物而從挖泥器或岩心樣品中除去。這有助於避免樣品裝置可能污染樣品。用於毒 理學和化學檢查的沉積物樣品應按 ASTM(1991) 中詳述的方法 E1391 收集。用於底棲種群分析的沉積物可以總共返回以進行清潔和分析，或者可以使用 30 號篩在田間進行初步清潔。

沉積物分析

有各種沉積物分析技術，每種技術都設有關於沉積物和沉積物污染物行為的固有假設。 Adams 等人介紹了開發技術的概述。 (1992 年 ) 。 EPA 評估了 11 種可用於評估沉積物質量的方法 (USEPA1989b) 。一些技術可能有助於演示

達到某些水質標準的敘述要求。以下段落簡要介紹了其中兩種常見分析。散裝沉積物分析分析污染物的總濃度，這些污染物與沉積物結合或存在於孔隙水中。結果以毫克或微克 / 千克沉積物物質報告。這種類型的測試通常用作篩選分析以對疏浚物進行分類。批量測試的結果傾向於過高估計可用於釋放或用於生物攝取的污染物的質量，因為一部分污染物在生物學上不可用或可能溶解。

Elutriate 測試估計與水混合時可能從沉積物中釋放的污染物的量。在淘洗試驗中，將沉澱物與水混合，然後攪拌。疏浚物質的標準淘洗試驗將來自接收水體的四份水與一份沉澱物混合 (USEPA1990) 。劇烈混合後，使樣品沉降，然後過濾上清液並分析污染物。該試驗旨在估算疏浚過程中可能進入溶解相的物質量 ; 然而，它也可用作確定是否應進行進一步測試的篩選測試，以及作為比較潛在污染源上游和下游沉積物的工具。

數據管理

應以易於訪問的形式組織和存儲所有監測數據。數據的潛在大量和多樣性以及可能參與收集，記錄和輸入數據的各種個人很容易導致數據丟失

或記錄錯誤數據。丟失或錯誤的數據會嚴重損害監控程序的質量。監測方案的健全和有效的數據管理方案應側重於防止此類問題。這要求數據直接與使用它們的活動分開管理。

數據管理系統包括技術和管理組件。技術組件涉及選擇適當的計算機設備和軟件以及設計數據庫，包括數據定義，數據標準化和數據字典。管理組件包括數據輸入，數據驗證和驗證，數據訪問以及讀者訪問數據的方法。

為了確保數據庫的完整性，必須從收集點到信息輸入數據庫的時間控制數據質量。現場和實驗室人員必須仔細將數據輸入數據表中的適當空間，並避免轉置數字。為 避免轉錄錯誤，應從原始數據表或複印件中輸入數據庫。作為數據質量的初步屏幕，數據庫設計應包括自動參數範圍檢查。超出定義範圍的值應由程序標記，並立即 更正或包含在輸入數據的後續審核中。對於某些參數，可能適合包含自動檢查以禁止重複值。應打印初步數據庫書並根據原始數據進行驗證以識別錯誤。

額外的數據驗證可以包括對驗證數據的專家審查，以識別可能的可疑值。有時，需要諮詢負責收集或輸入原始數據的人員以解決問題。在驗證並驗證所有數據後，可 以將它們合併到監視程序的主數據庫中。為防止計算機故障導致數據丟失，應在除保存主數據庫之外的位置維護至少一組重複 ( 備份 ) 數據庫書。

質量保證和質量控制 (QA/QC)

質量保證 (QA) 是確保數據質量的管理過程。在監控項目的情況下，它正在管理環境數據收集，以確保收集高質量的數據。質量保證重點關注將產生高質量數據的系統，政策，程序，計畫結構和責任委派。質量控制 (QC) 是一組旨在滿足定義的數據質量目標的特定程序。例如，設備校準和分割樣本是 QC 程序。質量保證 / 質量控制程序對於確保環境監測計畫中收集的數據有用和可靠至關重要。

以下是從 EPA 獲得資金的環境監測項目所需的具體 QA 計畫：

■ 接受環境保護局環境監測項目援助的州和地方政府必須完成獎勵官員可接受的質量保證計畫。制定計畫計畫的指南載於 USEPA(1983d) 。

■ 獲得 EPA 資助的環境監測項目必須提交質量保證項目計畫或 QAPP(40CFR30.503) ，其目的是確保特定項目的質量。該 QAPP 介紹了設計質量保證措施牛逼質量足以滿足項目目標鄰產生數據。生產 QAPP( 以前稱為 QAPjP) 的指南包含在 USEPA(1983e) 中。該計畫必須涉及以下項目：

■ 項目名稱和主要調查員姓名。

■ 目錄。

■ 項目說明。

■ 項目組織和 QA/QC 職責。

■ 用於確定數據的準確性，準確性，完整性，代表性和可比性的質量保證目標和標準。

■ 抽樣程序。

■ 樣品保管。

■ 校準程序。

■ 分析程序。

■ 數據縮減，驗證和報告。

■ 內部質量控制檢查。

■ 性能和系統審核。

• 預防性維護程序。

■ 具體的常規程序，以確保數據的準確性，準確性，代表性和可比性。

■ 糾正措施。

■ 質量保證報告。

樣品和分析質量控制

以下質量控制技術可用於評估抽樣和分析性能 ( 另見 USEPA1979b ， Horwitz 等 1994) ：

■ 重複樣品是以這樣的方式收集的獨立樣品，即它們同樣代表感興趣的污染物。當由同一實驗室分析時，重複樣品為整個測量系統提供精確信息，包括樣品採集，均勻性，處理，運輸，儲存，準備和分析。

■ 在 測量過程中的某個點，分割樣品被分成兩個或多個部分。在現場劃分的樣品分割得到的結果與處理，運輸，儲存，準備和分析的精確度相關。可以將分開的樣品送到 不同的實驗室並進行相同的測量過程以評估實驗室間的變化。拆分樣本在評估測量系統的分析部分時起監督作用，而採樣技術引起的誤差可通過分析同一樣本的重複 版本來估算。

■ 加標樣品是添加了已知量的物質的樣品。在田地中加標樣品的結果通常表示為添加物質的回收百分比。加標樣品可檢查實驗室和分析程序的準確性。

可以通過評估從空白獲得的結果來估計採樣精度。用於此評估的最合適的空白類型是設備，現場和行程空白。

■ 設備毛坯是在完成去污程序後，通過樣品採集設備 ( 如水瓢，泵或螺旋鑽 ) 運行無分析物水獲得的樣品。這些樣本用於確定採樣設備是否引入了變化。

■ 現場空白是在採樣現場通過將去離子水轉移到含有的樣品中而製成的。現場空白測試去離子水中的污染和通過取樣程序引入的污染。它們與旅行空白不同，後者在野外未開放。

■ 跳閘空白測試在揮發性成分 ( 如許多合成有機化合物和汞 ) 運輸過程中的交叉污染。對於送往分析實驗室的每批樣品容器，一個容器在實驗室中裝滿無分析物的水並密封。使用樣品容器的餘量將坯料運輸到現場並保持未開封。否則，它們的處理方式與其他樣本相同。將行程空白與樣品一起返回實驗室並分析揮發性成分。

現場質量確保

現場程序中的錯誤或缺乏標準化會顯著降低環境監測數據的可靠性。如果需要，應遵循現場測量程序和設備的質量保證項目計畫。如果未正式要求 QAPP ，則應制定包含類似物質的計畫，以確保收集的數據質量。在可用時應遵循標準操作程序，否則應制定標準操作程序。

重要的是遵循質量程序並定期檢查。例如，如果沒有定期校準和維護現場儀表，則可以提供錯誤值。試劑溶液和探針電解質溶液具有有效期，應定期更新。

7D 生物特性

幾乎所有評估生物資源狀況的分析程序都可用於河廊復育。然而，這些程序的規模和重點以及應用它們所需的假設，知識和努力都不同。這些程序可分為兩大類 - 系統條件的綜合測量，並根據系統滿足目標物種或物種群的生活史要求的程度進行分析。

這些類之間最重要的區別在於它們如何應用於管理或復育河道系統。本章側重於生物條件的度量，並沒有描述，例如，計算生物的實際現場方法。

河流視覺評估協議

這是另一種評估工具，提供基本級別的河流健康評估它旨在成為評估協議的四部分層次結構中的第一級，便於計畫河流復育評分由以下規劃人員分配

■ 河道條件

■ 水文改變

■ 河岸帶寬度

■ 河岸穩定性

■ 樹冠覆蓋度

■ 水的外觀

■ 營養豐富

■ 糞便存在

■ 鹽度

■ 魚類運動的障礙

■ 河流水域的遮廕

■ 深潭質量

■ 湍瀨質量

■ 無脊椎動物棲息地

■ 觀察到微小無脊椎動物

規劃評估的結尾是對觀察到的問題的可疑原因的敘述，以及規劃過程中的建議或進一步的步驟。

系統條件的綜合測量

系統條件的綜合測量總結了系統在特定時間點的結構或功能狀態的某些方面。完全測量河道系統的狀態，甚至是對所有物種的完整普查都是不可行的。因此，系統狀 況的良好指標是有效的，因為它們總結了整個系統的健康狀況，而無需測量系統的所有內容。

在管理或復育中使用系統條件指標完全取決於與其他系統或其他時間觀察到的指標值的比較。因此，可以將退化的河道的指標的河流值與先前測量的廊道的預先影響值進行比較，期望的未來值

對於廊道，在 “ 未受影響的 ” 參考站點觀察到的值，在其他系統中觀察到的一系列值，或者在河流分類系統中該類河流廊道的標準值。但是，指標本身以及確定指標價值的分析並未提供有關導致系統具有指標特定價值的原因的直接信息。

決定在系統中改變什麼以改善指標的價值取決於時間分析，其中一個系統中指標的觀察變化與各種管理行動或空間分析相關，其中不同系統中指標的值是與可能的控 制變量的不同值相關聯。在這兩種情況下，只考慮特定因果因素和指標變量之間的一般經驗相關性。因此，基於系統條件綜合測量的管理或復育在很大程度上依賴於 指標變量和反複試驗或自適應管理方法的迭代監測。例如，基於一組敏感物種的存在或不存在的物種組成的指數可能通常與水質相關，但指數本身並未提供有關如何 改善水質的信息。然而，通過對指數的迭代測量，可以跟 踪 和評估管理行動在改善水質方面的成功。

系統條件的綜合測量值在許多決定其適用性的重要維度上有所不同。在某些情況下，單一物種可能是河道系統某些方面的良好指標 ; 在其他情況下，社區指標 ( 如多樣性 ) 可能更適合。有些指標包含物理變量，有些指標則沒有。河流程和速率的測量，例如初級生產率和河道蜿蜒率，被納入一些而不是其他的。必須相對於復育工作的目標評估這些維度中的每一個，以確定哪個 ( 如果有的話 ) 指標最合適。

指標物種

Landres 等。 (1988) 將指示物種定義為生物體，其特徵 ( 例如，存在或不存在，種群密度，分散，繁殖成功 ) 被用作屬性的指標太難，不方便或昂貴，以測量其他物種或環境條件。利益。生態學家和管理機構多年來一直使用水生和陸地指示物種作為評估工具， 20 世紀 70 年代末和 80 年代初是利率高峰期。在此期間，棲息地評估程序 (HEP) 由美國魚類和野生動物管理局開發美國林務局對管理指標物種的使用是法律規定的， 1976 年通過了 “ 美國森林管理法 ” 。從那時起，許多作者對指標物種滿足上述定義中表達的期望的能力表示擔憂。。最值得注意的是， Landres 等人。 (1988) 批判性地評估了脊椎動物物種作為生態指標的使用，並建議在使用這一概念之前需要嚴格的證明和評估。下面對指標物種的討論主要基於他們的論文。

好與壞的指標物種

指標品種已被用來預測環境污染，種群數趨勢和棲息地質量 ; 但是，本節未涉及它們在評估水質方面的用途。使用指標隱含的假設是，如果棲息地適合指標，它也適用於其他物種 ( 通常在類似的生態行會 guild( 同功群 )) ，野生動物種群反映棲息地條件。但是，因為每個物種都有獨特的生命必需品，所以該指示物或其公會之間的關係可以雖然文獻在這方面不一致 ( 參見下面的河岸反應行會 guild) ，但並不完全可靠。在選擇預期指標所代表的一組物種時，也很難包括可能限制種群數的所有因素。例如，指標及其同夥之間的繁殖棲息地的相似性可能看起來是物種群體，實際上捕食率，疾病或冬季棲息地的差異實際上限制了種群。

一些管理機構使用脊椎動物指標來跟 踪 棲息地狀況的變化或評估棲息地改變對所選物種的影響。棲息地適宜性指數和其他棲息地模型通常用於此目的，儘管用於衡量物種對其棲息地的反應的度量標準可能會影響調查的結果。正如 VanHorne(1983) 指出的那樣，密度和其他豐度指標可能是棲息地質量的誤導指標。當度量的變化產生可能不代表極端的指數的平均值時，使用多樣性和其他指數來估計棲息地質量也會產生問題。

選取指標物種

Landres 等。 (1988) 建議，如果決定是由使用的指標，然後幾個因素是很重要的選擇過程中需要考慮：

■ 物種對正在評估的環境屬性的敏感性。在可能的情況下，建議使用因果關係的數據優先關聯 ( 以確保指標反映感興趣的變量而不是相關的變量 ) 。

■ 指示器準確，精確地響應測量的效果。高變異在統計上限制了檢測效果的能力。通才物種不反映變化以及更敏感的地方。但是，由於專家通常種群數較少，因此可能不是最具成本效益的抽樣方法。

當監控的目標是評估現場條件時，使用僅在站點內發生的指標是有意義的。然而，雖然永久居民可能更好地反映當地條件，但許多河岸復育工作的目標是為新熱帶候 鳥提供棲息地。在這種情況下，紅衣主教或啄木鳥等居民可能無法成為遷徙者的良好指標。

物種規模的家庭範圍。如果可能，家庭範圍應大於評估區域內其他物種的範圍。管理機構經常被迫使用備受矚目的遊戲或受威脅和瀕危物種作為指標。遊戲物種通常 是不良指標，僅僅因為它們的種群受到狩獵死亡率的高度影響，這可能掩蓋環境影響。種群數較少或採樣方法限制的物種，如受威脅和瀕危物種，也是不良指標，因 為它們很難充分採樣，通常是由於預算限制。。

如果沒有確鑿的研究，指標物種對環境壓力源的響應不能在不同的地理位置或棲息地保持一致。

濱水帶指標物種

脊椎動物反應行會 guild( 同功群 ) 作為河岸生態系統復育成功的指標可能是一種有價值的監測工具，但應該與上述相同的注意事項一起使用。 Croonquist 和 Brooks(1991) 評估了人為干擾對賓夕法尼亞水道沿線小型哺乳動物和鳥類的影響。他們評估了五個不同反應 guild( 同功群 ) 的物種，包括濕地依賴性、營養級別、物種狀況 ( 瀕危、珍稀、本地、外來 ) ，棲息地特異性和季節性 ( 鳥類 ) 。

他們發現社區係數指數是物種豐富度的指標。鳥類棲息地的特異性和季節性響應行業協會是最能夠區分對干擾敏感的物種那些沒有受到影響或被受益。具有特定棲息 地要求的新熱帶移民和物種是干擾的最佳預測因子。在受干擾的棲息地中，邊緣和外來物種的數量更多，可能是那裡的良好指標。季節性分析表明，移民育種者在未 受干擾的地區更為常見，正如 Verner(1984) 所建議的那樣，行業分析能夠區分局部影響。哺乳動物應答行會 guild( 同功群 ) 對干擾沒有任何明顯的敏感性，被認為不適合作為指標。

相比之下， Mannan 等人。 (1984) 發現在所測試的五個鳥類行會 guild( 同功群 ) 中只有一個是鳥類的密度在管理和未受干擾的森林中是一致的。換句話說，種群數對復育的反應可能在不同的指標行會 guild( 同功群 ) 中不一致。此外，在復育階段，更敏感的物種有必要定期監測復育計畫記錄。

水生無脊椎動物

多年來，水生無脊椎動物一直被用作河流和河岸健康的指標。也許比其他類群更為重要，它們與水生和河岸棲息地密切相關。它們的生命週期通常包括進出水的時期，與河岸植被有關，用於餵養，化蛹，出苗，交配和產卵 (Erman1991) 。

將整個水生無脊椎動物組合作為指標組通常很重要。對河流的影響往往會降低多樣性，但可能會增加一些物種的豐度，第一個物種的大小往往會更大 (Wallace 和 Gurtz1986) 。總之，一個好的指標物種應該在食物鏈上較低，以便迅速作出反應，對變化具有狹隘的耐受性，並且應該是本地物種 (Erman1991) 。

生物多樣性與相關指數

生物多樣性是指一個地區或地區的物種數量，包括一個社區物種種類的衡量標準，考慮到每個物種的相對豐度 (Ricklefs1990) 。在測量多樣性時，重要的是要明確定義生物學目標，準確說明系統的哪些屬性是關注的以及為什麼 (Schroeder 和 Keller1990) 。不同的多樣性度量可以應用於不同的複雜程度，不同的分類群和不同的空間尺度。在利用多樣性作為河流體廊道復育系統條件的度量時，應考慮幾個因素。

複雜程度

多樣性可以從遺傳、種群 / 物種、群落 / 生態系統和景觀的幾個複雜程度來衡量 (Noss 1994) 。由於不同的科學或管理問題集中在不同的層次上 (Meffe et al 。 1994 年 ) 。應根據具體河流生態恢復方案的複雜程度，慎重選擇項目恢復方案。

受關注的稀有物種

任何給定複雜程度內的總體多樣性可能比特定物種或棲息地子集的多樣性更少受到關注。總體多樣性的衡量標準包括所有關注的要素，不提供有關具體要素發生的信 息。例如，物種多樣性總體的衡量指標並未提供有關管理問題的個別物種或物種群體的信息。

在設定生物學目標的過程中應描述多樣性的任何重要子集。 在社區一級，感興趣物種的子集可能包括本地，地方性，本地稀有或受威脅的特定行會 ( 例如，腔體使用者 ) 或分類群 ( 例如，兩棲動物，繁殖鳥類，大型無脊椎動物 ) 。 在陸地景觀層面，多樣性的子集可以包括森林類型或耕作階段 (Noss 1994) 。 因此，對於特定的河道廊道項目，多樣性的測量可能僅限於特別關注的目標群體。 以這種方式，多樣性水平的比較變得更加有意義。

空間尺度

多樣性可以在單個社區的範圍內，跨社區邊界或包含許多社區的大範圍內進行衡量。相對同質的社區內的多樣性被稱為 alpha 多樣性。社區之間的多樣性被描述為沿著棲息地梯度的分化量，被稱為 β 多樣性。非常大的景觀的總體多樣性是伽瑪多樣性。諾斯和 Harris(1986) 指出， α 多樣性的管理可能會增加當地物種的豐富度，而區域景觀 ( 伽馬多樣性 ) 可能會變得更加均勻，整體上變得更加多樣化。他們建議將區域物種庫保持在近似自然的相對豐富模式。在確定多樣性目標時，應確定關注領域的具體規模。

多樣性量測

Magurran(1988) 描述了三個主要類別的多樣性度量 - 豐富度指數，豐度模型和基於比例豐度的指數。豐富度指數是特定抽樣單位中物種數量 ( 或多樣性的其他要素 ) 的度量，是最廣泛使用的指數 (Magurran1988) 。豐度模型考慮了物種分佈的均勻性 ( 公平性 ) ，並使各種分佈適合已知模型，例如幾何級數，對數級數，對數正態分佈或破碎棒。基於物種比例豐度的指數將豐富度和均勻度結合到一個指數中。存在各種這樣的指數，其中最常見的是 Shannon-Weaver 多樣性指數 (Krebs1978) ：

H = – Σ p i log e p i

H= 物種多樣性指數

S= 物種數量

P= 總樣本的比例

屬於 i th 種類

使用多樣性指數的大多數研究結果對所使用的特定指數相對不敏感 (Ricklefs1979) 。例如， 267 種繁殖鳥類普查的鳥類物種多樣性指數與鳥類物種豐富度的簡單計數高度相關 (r=0.97)(Tramer1969) 。在物種層面，最常用於保護生物學研究的豐富度的簡單衡量標準，因為大多數係統的許多稀有物種通常比在多樣性指數中占主導地位的普通物種更感興趣，並且因為準確的種群數密度估計通常不是可用 (Meffe 等， 1994) 。

然而，物種豐富度的簡單測量對一個地區的實際物種組成不敏感。兩個不同區域的類似豐富度值可能代表非常不同的物種組。如上所述，通過考慮最受關注的物種的特定子集，可以增加這些措施的有用性。 Magurran(1988) 建議超越使用單一多樣性測量並檢查物種豐度分佈的形狀。來自俄亥俄州 18 公頃 ( 公頃 ) 河岸落葉林棲息地的繁殖鳥類種群數普查數據 (Tramer1996) 可用於說明這些不同的呈現方法 ( 圖 7.36) 。在這個河岸棲息地養殖鳥類物種豐富度為 38 。

Pielou(1993) 建議使用三個指數來充分評估地面系統的多樣性：

■ 一個植物物種多樣性的措施。

■ 一個棲地多樣性的措施。

■ 一個當地稀有的措施。

用於衡量多樣性各個方面的其他指數包括植被措施，如葉子高度多樣性 ( 麥克阿瑟和麥克阿瑟 1961) ，以及景觀測量，如分形維數，碎片指數和並置 (Noss1994) 。

關連的整體指標

Karr(1981) 開發了生物完整性指數，以評估水生群落的多樣性和健康狀況。該指數旨在利用與物種組成，物種豐富度和生態因子相關的魚類群落參數來評估水生群落的現狀。物種組成和豐富度參數可包括不耐受物種的存在，特定物種群 ( 例如，突進者 ) 的豐富度和組成，或特定群體 ( 例如，雜種個體 ) 的比例。生態參數可包括頂級食肉動物的比例，個體數量或與疾病或其他異常的比例。為感興趣的河流系統開發關鍵參數，並為每個參數分配評級。河流的總體評級用於評估水生生物群的質量。

快速生物評估

當復育目標是非特異性和廣泛性時，快速生物評估技術是最合適的，例如改善整個水生社區或在河道建立更加平衡和多樣化的社區。生物評估通常指使用生物指數或複合分析，例如 OhioEPA(1990) 使用的那些，以及快速生物評估方案 (RBP) ，例如 Plafkin 等人記載的那些。 (1989 年 ) 。

俄亥俄州環保局通過使用強調無脊椎動物群落結構屬性的無脊椎動物群落指數 (ICI) 評估生物完整性，並將樣本群落與參考或控制群體進行比較。 ICI 基於 10 個指標，描述了大型無脊椎動物群落中不同的分類和污染容忍關係。 (USEPA 通過建立的 RBPPlafkin 等， 1989) 被開發向各國提供必要進行成本效益評估生物技術信息。 RBP 分為五組協議 (RBPI 至 V) ，三組用於大型無脊椎動物，兩組用於魚類 ( 表 7.8) 。

藻類

藻類群落對生物評估很有用。藻類通常具有較短的壽命和較快的繁殖率，因此可用於評估短期影響。對居民生物群的抽樣影響很小，收集需要很少的努力。藻類的初 級生產力受到物理和化學損害的影響。藻類群落對某些可能不會明顯影響其他水生群落的污染物敏感。可以檢查藻類群落的指示物種，多樣性指數，分類群豐富度， 群落呼吸和殖民率。各種非經濟學可以使用諸如生物量和葉綠素的評估，並在 Weitzel(1979) 中進行總結。羅傑斯等人。 (1979) 描述了藻類群落的功能測量，例如初級生產力和群落呼吸，以評估營養物富集的影響。

雖然在河流中收集藻類需要很少的努力，但確定指標，例如多樣性指數和分類群豐富度，可能需要相當大的努力。可以花費大量精力來記錄生產力的日變化和季節變化。

底棲大型無脊椎動物

底棲快速的意圖生物評估是評估整體生物條件，優化使用底棲生物群落的能力，以反映隨著時間的推移綜合環境的影響。使用底棲大型無脊椎動物是有利的，原因如下：

■ 它們是局部條件的良好指標。

■ 它們整合了短期環境變量的影響。

■ 容易檢測到退化的條件。

■ 採樣相對容易。

■ 它們為許多商業或遊憩性魚類提供食物。

■ 大型無脊椎動物通常很豐富。

■ 許多州已有背景數據。

如上所述， RBP 被分成用於大型無脊椎動物的三組協議 (RBPI 至 III) 。 RBPI 是一種 “ 篩查 ” 或偵察級別分析，用於區分明顯受損和未受損的站點以及需要進一步調查的可能受影響的區域。 RBPII 和 III 使用一組基於分類群耐受性和社區結構的指標，類似於俄亥俄州使用的 ICI 。兩者都比 RBPI 更加勞動密集，並且包括現場採樣。 RBPII 使用家族級分類法來確定用於描述河流的生物完整性的以下指標集：

■ 分類豐富。

■ Hilsenhoff 生物指數 (Hilsenhoff1988) 。

■ 刮食者與過濾收集器的比例。

■ 比率蜉蝣 / 襀 翅目 / 毛翅目 (EPT) 和搖蚊豐度。

■ 佔優勢的分類群的百分比貢獻。

■ EPT 指數。

■ 社區相似性指數。

■ 碎食者與個人總數的比率。

RBPIII 進一步定義了生物損傷的水平，並且基本上是使用物種級分類法的 RBPII 的強化版本。與 ICI 一樣，站點的 RBP 指標與來自控制站點或參考站點的指標進行比較。

魚類

Hocutt(1981) 指出 “ 也許最引人注目的生態因素是結構和功能多樣化的魚類群落直接和間接地提供水質證據，因為它們將所有局部環境擾動納入社區自身的穩定性。 ” 使用魚作為生物指示劑如下：

■ 它們是長期影響和廣泛棲息地條件的良好指標。

■ 魚類群落代表了各種營養級別。

■ 魚類位於水生食物鏈的頂端，被人類食用。

■ 魚相對容易收集和識別。

■ 水質標準通常以漁業為特徵。

■ 美國近三分之一的瀕臨滅絕的脊椎動物物種和亞種是魚類。

使用魚作為生物指示劑的缺點如下：

■ 成本。

■ 統計有效性可能難以實現。

■ 這是很難解釋的結果。

電擊捕魚是最常用的野外科技。各採樣點之間應儘量達到具有代表性的研究。應收集所有魚類物種，而不僅僅是獵物物種，以進行魚類群落評估 ( 圖 7.37) 。

K arr 等人使用 12 種生物學名額，利用分類學和營養成分以及魚類的狀況和豐度來評估生物的完整性。儘管 Karr 開發的生物完整性指數 (IBI) 是針對中西部小河流設計的，但該指數在該國許多地區和大型河流中得到了修改 ( 見 Plafkin 等人。 1989 年 ) 。

圖 7.36 ：繁殖鳥類普查數據示例。河岸落葉林生境的物種豐度曲線。

Tramer 1996 。

圖 7.37 ：魚類樣本，分辨外來種入侵比例 ( 日用潭 ) 。

表 7.8 ：快速生物評估方案的五個層次。 RBP 用於進行成本效益高的生物評估。

表 7.9 ：選定的河流和河岸分類系統。分類系統在描述生物條件方面很有用。

建立比較基準

通過河流復育活動，為建議的管理操作選擇所需的最終條件非常重要。預定的比較標準提供了衡量進展的基準。例如，如果選擇的多樣性度量是本地物種豐富度，則比較標準可能是指定地理區域和時間段的最大預期本地物種豐富度。

在建立比較標準時，應考慮該地區的歷史條件。如果河道中的河流條件降級，則最好在過去的一段時間內建立標準，以表示更自然或期望的條件。 Knopf(1986) 指 出，對於某些西部河流而言，由於洪氾區的水文變化和本土和外來河岸植被的侵蝕，歷史多樣性可能不及現在。因此，要在什麼樣的條件達成一致是很重要的期望之 前建立的比較標準。此外，應考慮該地區的地理位置和大小。多樣性的模式隨地理位置而變化，較大的區域通常比較小的區域更多樣化。

該 IBI 被縮放到通過任專業判斷或經驗數據確定比較的標準，並為各種河流 (Leonard 和的這些指數已開發 Ortho 的 1986 ， Bramblett 和 FAUSCH1991 ， Lyons 等人， 1996) 。

評估選取的指標

對於假設的河流復育倡議，可以制定以下生物多樣性目標。假設該地區的主要關注點是保護本地兩棲動物物種，並且已知 30 種本地物種的兩棲動物在歷史上發生在 386m2 的河流流域。目標可能是管理河道，為 30 種本地兩棲動物物種提供和維持適宜的棲息地。

河道復育工作必須針對那些可以設法將多樣性提高到所需水平的因素。這些因素可能是河道的物理和結構特徵，也可能是壓力

ENCE 在社會上的入侵物種。可以從現有文獻和與當地和區域專家的討論中獲得對重要因素的了解。

可以直接測量多樣性或從其他信息預測多樣性。直接測量需要對多樣性要素進行實際清查，例如計算研究區域內的兩棲動物物種。 IBI 要求對魚群進行抽樣以確定魚類的數量和組成。衡量特定動物群體的豐富程度需要數量。確定社區中的物種數量最好通過長期努力來實現，因為短期內可能會有很多變化。變異可能源於觀察者差異，抽樣設計或物種存在時的時間變化。

當基線信息可用於比較不同地點時，直接測量多樣性是最有幫助的。然而，對於各種未來條件，不可能直接測量某些屬性，例如物種豐富度或各種物種的種群水平。例如，在管理行動之後，不能直接針對預測的河道條件計算 IBI 。

對於各種未來條件 ( 例如復育或管理 ) 的 多樣性預測需要使用預測模型。假設河道復育工作的多樣性目標是最大化本地兩棲動物物種豐富度。根據對物種生活史的了解，包括對棲息地，水質或景觀配置的要 求，可以制定計畫以復育河道以滿足這些需求。該計畫可以包括一套標準或模型來描述應該包括的具體特徵，以最大化兩棲動物的豐富度。評估多樣性的間接方法的 例子包括棲息地模型 (Schroeder 和 Allen1992 ， Adamus1993) 和累積影響評估方法 (Gosselink 等 1990 ， Brooks 等 1991) 。

用模型預測多樣性通常比直接測量多樣性更快。此外，預測方法提供了一種在實施特定復育計畫之前分析替代未來條件的方法。多樣性模型的可靠性和準確性應在使用前建立。

系統分類

分類是許多與河道相關的科學學科的重要組成部分 - 水文學，地貌學，湖泊學，植物和動物生態學。表 7.9 列 出了一些可用於識別和規劃河流復育活動的分類系統。本節的目的不是詳盡地審查所有分類和模糊方案或以呈現單一的推薦的分類系統。相反，我們關注分類系統中 的一些主要區別以及在使用分類系統進行復育計畫時要考慮的因素，特別是在使用分類系統作為生物條件的度量時。在大多數實際的河流復育計畫中，多個系統很可 能是有用的。

分類系統的共同目標是組織變異。河流分類系統不同的重要尺寸包括：

■ 地理域。被分類的地點範圍從世界的河流到單一河流的一個範圍內的地塊的組成和特徵的局部差異。

■ 考 慮變量。有些類別有 T 限制非生物 VARI 水文，地貌，水產化學 ABLES 。

其他社區分類僅限於物種組成的生物變量和有限數量的分類群的豐度。許多分類包括非生物和生物變量。由於非生物結構和群落組成之間的重要相關性 ( 例如，物理棲息地的整個概念 ) ，即使是純粹的非生物分類系統也與生物評估相關。

結合時間關係。一些分類側重於在一個 ( 可能是理想化的 ) 時間點描述跨站點的相關性和相似性。其他分類識別類別之間的顯式時間轉換，例如，生物群落的繼承或地貌地貌的演變。專注於結構變異或功能行為。一些分類強調對分類變量中觀察到的變化的簡約描述。其他人使用分類變量來識別具有不同行為的類型。例如，植被分類可以主要基於物種共生的模式，或者可以基於植被對棲息地價值的功能影響的相似性。管理備選方案或人類行為被明確視為分類變量的程度。如果這些變量是分類本身的一部分，分類系統可以直接預測管理行為的結果。例如，基於草食者強度的植被分類將基於草食者管理的變化預測從一類植被到另一類的變化。

系統分類在復育生物條件中的應用

復育工作可以將若干美國和地區分類系統應用於感興趣的河流場地，因為這些是總結基本場地描述和庫存信息的有效方式，並且它們可以促進來自其他類似系統的現有信息的轉移。

大 多數分類系統在識別因果機制方面通常較弱。在不同程度上，分類系統識別有效描述現有條件的變量。它們很少能提供關於變量如何實際導致觀察到的條件的明確保 證。規劃有效和有效的復育措施通常需要對可控變量的變化如何導致對期望的響應變量值的變化進行更加機械的分析。第二個限制是分類系統的應用不能代替目標設 定或設計。降級系統與實際未受影響系統的比較參考站點，分類系統中的理想類型，或一系列類似系統可以提供用於表達降級系統的期望狀態的框架。然而，系統的 期望狀態是最終來自系統可變性分類之外的管理目標。

物種生存需求分析

對物種需求的分析涉及變量如何相互作用以確定棲息地或系統如何為魚類和野生動物物種的生命必需品提供的明確陳述。不可能完全說明所有相關變量與河道系統中 所有物種之間的關係。因此，基於物種需求的分析集中於一個或多個目標物種或物種群。在一個簡單的案例中，這種類型的分析可能基於物理因素的明確陳述，這些 物理因素區分物種的最佳棲息地 ( 最有可能發現的地方或最佳繁殖地 ) 與貧困棲息地 ( 其中的地方 ) 不太可能被發現或複制很差 ) 。在更複雜的情況下，這些方法包含的變量超出了純物理棲息地的變量，包括提供食物或生物結構的其他物種，作為競爭者或捕食者的其他物種，或資源可用性的空間或時間模式。

基於物種要求的分析不同於系統條件的綜合測量，因為它們明確地結合了“因果”變量和期望的生物屬性之間的關係。這些分析可以直接用於確定哪些復育行動將實 現期望的結果，並評估擬議的復育行動的可能後果。例如，使用棲息地評估程序進行的分析可能會確定桅杆產量 ( 來自作為動物食物來源的生產性結果季節的堅果積累 ) 作為限制松鼠種群的因素。如果松鼠是一種令人關注的物種，至少河流的復育工作的一些部分應該用於增加桅杆產量。在實踐中，這種邏輯力量對物種棲息地要求的不完全了解往往會影響到這一點。

這些方法的複雜性沿著許多重要方面變化，包括棲息地適宜性與種群數量的預測，單個地點和單個時間的分析與空間複雜要求的時間序列，以及單個目標物種的分析對比

一組涉及權衡的目標物種。在選擇適合於當前問題的分析程序時，必須仔細考慮這些維度中的每一個。

棲息地評估程序 (HEP)

棲息地評估程序 (HEP) 可用於幾種不同類型的棲息地研究，包括影響評估，減緩和棲息地管理。 HEP 提供了兩種一般類型的棲息地比較的信息 - 同一時間點不同區域的相對值以及不同時間點同一區域的相對值。由於擬議項目，野生動植物 ( 水生和陸地 ) 棲息地的潛在變化的特點是將這兩種類型的比較結合起來。

HEP 基本概念

HEP 基於兩個基本生態原則 - 棲息地具有可定義的承載能力或適合性，以支持或生產野生動物種群 (Fretwell 和 Lucas1970) ，並且可以使用植物性的測量來估計棲息地對特定野生動物物種的適合性，棲息地的物理和化學特性。棲息地適合特定物種的棲息地適宜性指數 (HSI) 約束在 0( 不適合的棲息地 ) 和 1( 最佳棲息地 ) 之間。 HSI 模型由美國魚類和野生動物管理局開發和出版 (Schamberger 等人 1982;Terrell 和 Carpenter ，出版社 ) ，和 USFWS(1981) 提供了用於為特定項目開發 HSI 模型的指南。可以為許多先前描述的指標開發 HSI 模型，包括物種，行會 guild( 同功群 ) 和溝通 。

HEP 的基本計量單位是人居單位，計算方法如下：

HU = AREA x HIS

其中 HU 是棲息地單元的數量 ( 面積單位 ) ， AREA 是所描述的棲息地的面積範圍 ( 面積單位 ) ， HSI 是棲息地適宜性的指數 ( 無單位 ) 。從概念上講， HU 將棲息地的數量和質量整合到一個單一的度量中，一個 HU 相當於一個最佳棲息地單位。

使用 HEP 評估棲息地變化

HEP 提供了對可歸因於擬議的未來行動的 HU 數量的淨變化的評估，例如河流復育計畫。 HEP 應用程序本質上是一個兩步過程 - 計算特定項目備選方案的未來 HU ，併計算與基礎條件相比的淨變化。

涉及使用和應用 HEP 到管理項目的步驟概述了詳細 USFWS(1980a) 。然而，一些早期的規劃決策經常給予很少關注，儘管它們可能是 HEP 研究的最重要的部分。這些初步決策包括組建研究團隊，確定研究邊界，設定研究目標以及選擇評估物種。研究團隊通常由代表不同機構和觀點的個人組成。該團隊的一名成員通常來自牽頭項目規劃機構，其他成員來自資源機構，他們對可能受影響的資源感興趣。

該團隊的首要任務之一是劃定研究區域邊界。應劃出研究區域邊界以包括任何直接影響區域，例如新的洪水盆地

水庫，以及任何二次影響區域，例如可能有河流量變化，濁度增加或溫度升高的下游河段，或由於對遊憩土地的需求增加而導致土地利用變化的河岸或高地區域。與主要影響地點不相鄰的上游產卵場等區域也可能受到影響，因此應納入研究區域。

團隊還必須建立項目目標，這是項目規劃中經常被忽視的一個方面。目標應說明項目中要完成的內容並指定項目的端點。目標設定的一個不可或缺的方面是選擇評估物種，即在 HEP 分析中計算 HU 的特定野生生物資源。這些通常是單獨的物種，但它們不一定是。根據項目目標，可以使用物種的生命階段 ( 例如，幼年鮭魚 ) ，物種的生活必需品 ( 例如，產卵棲息地 ) ，公會 ( 例如，蛀牙的鳥類 ) 或社區 ( 例如，河岸森林中的鳥類豐富度 ) 。

環境河流量增加方法

的插播河流量增加方法 (IFIM) 是該模型庫組成的自適應系統被鏈接來描述給定河流的空間和時間的棲息地的功能。 IFIM 描述在第 5 章下支持分析選擇復育的替代品。

棲息地環境模擬

在棲息地模擬 (PHABSIM) 模型是由美國魚類和野生動物服務設計主要用於河道內河流量分析 ( 博維 1982) 。我代表了一個較大的河流的棲息地評估組成部分將魚類棲息地考慮納入河流量管理的河流量增量方法，見第 5 章 .PHABSIM 是一組計算機程序，可以評估不同魚類不同生命階段的研究範圍內的可用棲息地。該模型的兩個基本組成部分是水力模擬 ( 基於現場測量的橫截面數據 ) 和幾種標準水力方法，用於預測未測量排放時的水面高度和速度 ( 例如，階段與排放關係， Manning 公式，步驟 - 回水計算 ) 。棲息地模擬整合了物種和生命 - 水深，速度和基質的特定棲息地適宜性曲線與水力數據。產出是加權可用面積 (WUA) 對物種和生命階段的排放的圖。 ( 圖 7.38)

河流水力分量預測在河流的橫截面上的特定位置處的未觀察到的河流的深度和水流速度。在不同的可觀察河流量下，在橫截面上的特定採樣點處對深度，速度，基板 物質和覆蓋物進行現場測量。在現場庫存期間也收集水力測量值，例如水面高度。這些數據用於校準水力模擬模型。然後，模型用於預測與測量值不同的河流量的深 度和速度。

棲息地組件使用索引對每個河流單元進行加權，所述索引為每個棲息地屬性 ( 深度，速度，基底物質，覆蓋 ) 指定 0 和 1 之間的相對值，指示該屬性對於所考慮的生命階段的適合程度。這些屬性指數通常被稱為棲息地適宜性指數並被開發

從最常用的一個人生階段的屬性的直接觀察，從對生活的必要條件是什麼專家意見，或它們的組合。各種方法採取以各類因素的偏見這些適合的數據，但他們仍然被 用作合適的權重指數。在棲息地組件的最後一步中，將不同河流量水平下的深度和速度的水力估計與這些屬性的適合度值組合，以在模擬河流量處對每個單元的面積 進行加權。對於所有小區是加權值進行求和，以產生協會。

上述基本方法有許多變化，針對不同的水管理現象 ( 如水力處理和獨特的產卵棲息地需求 ) 或特殊棲息地需求 ( 如底速而不是平均柱速 ) 進行特定分析 (Milhous 等 )al.1989) 。然而，水力和棲息地模擬的基本原理保持不變，導致用水戶協會與排放功能。該功能應與適當的水文時間序列 ( 水可用性 ) 相結合，以了解生活狀態可能受到可用棲息地的損失或獲得以及一年中的什麼時間的影響。時間序列分析扮演這個角色，也水管理的任何物理和製度約束因素，以便評估替代品 (Milhous 等， 1990) 。

關於 PHABSIM 必須記住幾件事。首先，它提供了微棲地可用性的指標 ; 它不是衡量水生生物實際使用的棲息地的標準。只有當所考慮的物種在特定的競爭和捕食環境中表現出對深度，速度，基質物質，覆蓋物或其他可預測的微棲地屬性的記錄偏好時，才能使用它。 PHABSIM 的典型應用假設相對穩定的河流動條件，使得深度和速度在所選時間步驟內相對穩定。 PHABSIM 不預測河流量對河道變化的影響。最後，現場數據和計算機分析要求可能相對較大。

圖 7.38:PHABSIM 如何計算作為流量函數的棲息地值的概念。 A 、首先，量測或類比給定流量下的水深 (Di) 、流速 (Vi) 、覆蓋條件 (Ci) 和面積 (Ai) 。 B 、適用性指數 (SI) 標準用於衡量每個電池的放電面積。將研究範圍內所有細胞的棲息地值相加，以獲得排放的單一棲息地值。 C 、對一系列放電重複該程式。

二維水流模擬

對 PHABSIM 中 使用的一維水力模型的簡單性的關注導致河流的研究興趣在於使用更複雜的二維水力模型來模擬用於魚類棲息地分析的物理深度和速度條件。可以在空間上調整二維 水力模型以表示水生棲息地的規模和其他現場數據的可變性。例如，在考慮魚類棲息地使用時，不同水生棲息地類型之間的物理關係通常是一個關鍵參數。二維河流 動模擬的空間特性允許分析這些關係。該模型還可以考慮間歇河流河道的干燥和潤濕。

Leclerc 等人。 (1995 年 ) 所使用的二維河流模擬研究少年大西洋鮭魚的棲息地引水的影響 ( 鮭先賢 ) 在 Moisie 河在加拿大魁北克。與傳統的一維模型相比，平均模型誤差減小了。二維模擬的輸出結合棲息地適宜性指標和有限元計算技術。分析的輸出包括顯示深度，速度和棲息地適宜性區間的空間分佈的地圖。

此模擬工具的物理數據收集非常密集。需要河道輪廓和床物質映射以及排放關係以及每個研究範圍的上游和下游邊界。模型校準需要各種水流的速度和水面測量。二 維模擬並未解決與河流體動力學和河流動模擬相關的所有問題。使用該工具，移動床系統和 Manning 係數的可變性仍然存在問題 (Leclerc 等， 1995) 。具有穩定床形的中到大河最適合這種方法。

河流生物群落棲地評估與復育 (RCHARC)

另一種水生棲息地復育模擬方法是 Riverine 社區棲息地評估和復育 (RCHARC) 概 念。該模型基於這樣的假設：如果主體河道中的二元頻率分佈的深度和速度與具有良好水生棲息地的參考範圍相似，則復育的河流中的水生棲息地將最好地模擬自然 條件。可以使用計算機模型測量或計算研究站點和參考站點數據。所提出的設計和基準河段的相似性被表示與三維圖表和統計數字 ( 內斯特勒等人， 1993 ，阿布特 1995) 。 RCHARC 已被使用作為密蘇里河和 Alabama-Coosa-TallapoosaApalachicola-Chattahoochee-Flint 盆地河流量管理研究的環境分析的主要工具。

時間序列模擬

對魚類種群的時間序列模擬或對河流棲息地變化的個體魚類反應進行了相對較少的應用。其中大多數使用 PHABSIM 完成水力模型開發和驗證以及水力模擬，但有些已經取代了個體或群體響應的時間序列模擬，用於棲息地適宜性曲線開發和驗證以及棲息地適宜性模擬。 PHABSIM 量化了水力估算 ( 深度和速度 ) 和測量 ( 基質和覆蓋 ) 與目標魚類和無脊椎動物生命階段或與水有關的遊憩適宜性的棲息地適應性之間的關係。當相對穩定的河流量是控制的主要決定因素時，它是有用的河流資源。 PHABSIM 的使用通常僅限於河流水系，其中溶氧，懸浮沉積物，營養物承載，水質的其他化學方面以及種間競爭不會對目標群體設置主要限制。使用 PHABSIM 的這些限制可以通過模擬單個魚類或魚類種群反應的模型來減輕或消除。

個體模型

電力研究所 (EPRI) 關於魚群補償機制的計畫 (CompMech) 的目標是改進魚群對死亡率增加，棲息地喪失和毒物釋放的反應預測 (EPRI1996) 。公用事業和資源管理機構在評估中採用了這種技術，包括因夾帶，撞擊或捕魚造成的直接死亡 ; 河道內河流動 ; 棲息地改變 ( 例如，熱量排放，水位波動，引水，外來物種 ); 和生態毒性。補償是定義的作為一個群體通過增加其餘個體的生長，繁殖或生存來自我緩解生長中某些個體的生長，繁殖或存活減少的能力。該 CompMech 在過去十年的做法已經在模擬模型來表示河流程底層的日常生長，繁殖和個體魚 ( 基於個體的模型，因此分類 ) ，然後求生存，以個人聚集在種群數水平。

這些模型可用於對關鍵生命階段的生存，生長，棲息地利用和消耗進行短期預測。從長遠來看，這些模型可以用來預測種群數豐富度

評估豐度將低於某個需要緩解的閾值的風險。對於河流情況，已經開發了幾種 CompMech 模型，它們將 PHABSIM 的水力模擬方法直接與基於個體的繁殖和年輕動力學模型相結合，從而消除了對 PHABSIM 基於棲息地的組成部分的依賴 (Jager 等人 ) 。 1993) 。 The.CompMech 小嘴鱸魚模型被用來評價對巢成功，生長，死亡，最終年級的實力在弗吉尼亞河流替代河流態的影響，以確定河道內保護與水電生產的影響降到最低漁業河流。

加州共存的彩虹和褐鱒種群模型正被用於評估替代的河流河流量和溫度情景 (VanWinkle 等， 1996) 。模型預測將與實驗河流量增加前後的長期現場觀測進行比較 ; 這項深入研究預計會有大量科學論文。

作為加利福尼亞 Tuolumne 河環境影響聲明的一部分，基於個體的犀牛生產鮭魚生產模型考慮了確保繼續和維護溯河漁業所需的最小河流河流量 (FERC1996) 。該模型，橡樹嶺奇努克鮭魚模型 (ORCM) ，通過評估關鍵因素，包括對成年人上游遷徙，卵子產卵和孵化，幼崽養殖和捕食和影響的關鍵因素，預測鮭魚鮭魚在特定油藏最低釋放量下的年產量。 smolts 下游遷移期間的死亡率損失。其他物理棲息地分析用於補充種群數評估替代河流動模式的好處的模型。這些棲息地評估基於來自河流河流量研究的數據 ; 使用河流溫度模型來估計將下游溫度維持在鮭魚可接受限度內所需的河流量。

SALMOD 鮭魚數量模型

鮭魚種群模型 (SALMOD) 的概念和數學模型是為奇努克鮭魚開發的，與加利福尼亞州三一河的 12 年河流量評估研究一致，使用當地河流水系專家和研討會環境中的魚類 (Williamsonetal.1993 ， Bartholow 等， 1993) 。 SALMOD 用於模擬年度生產，假設要評估的河流量計畫從 1976 年到 1992 年每年從 Lewiston 水庫釋放 ( 無論觀察到的油藏河流入，儲存和釋放限制 ) 。

SALMOD 的結構是高度聚合的經典種群數模型之間的中間地帶，該模型跟 踪 一般沒有空間分辨率的大範圍區域的群組 / 大小群組，以及基於個體的模型，該模型在一般小區域內跟 踪 個人的詳細程度。概念模型表明魚類生長，運動和死亡率與物理水力棲地和水溫直接相關，而水生棲地和水溫又與調節河流量的時間和數量有關。棲息地容量的特徵在於個體中胚層的水力和熱力特性，這是模型的空間計算單位。

模型過程包括產卵 ( 具有 redd 疊加 ) ，生長 ( 包括成熟 ) ，運動 (freshet 誘導，棲息地誘導，和季節性 ) 和死亡率 ( 基數，運動相關和溫度相關 ) 。該模型僅限於生命前 9 個月的淡水棲息地 ; 河口和海洋棲息地不包括在內。棲息地面積是根據經驗開發的河流量 / 棲息地面積功能計算的。每個生命階段的棲息地容量是每單位可用棲息地的固定最大數量。因此，對於每個計算單元的個人的最大數目被計算基於每個時間步水流和棲息地類型。飼養棲息地的能力源於可用棲息地面積與觀察到的單個魚類數量之間的經驗關係。

部分由於乾旱條件，在河流動評估研究期間，大多數待評估的河流動替代方案實際上並未發生。當沒有足夠的機會直接觀察和評估河流量替代品對魚群的影響時， SALMOD 可用於模擬年度生產，這可能是由於擬議的河流量計畫由控制結構釋放或調節，如水庫或分河流。

其他物理棲息地分析可用於補充種群數模型，以評估替代河流動模式的好處。在 Trinity 河流的研究，河流溫度模型被用於估計維持鮭可接受的限度內下游的溫度需要的河流。 ORCM(FERC1996) 和 SALMOD 模型都集中在年輕的奇努克鮭魚的發育，生長，運動和死亡率上，但具有不同的機械輸入，空間分辨率和時間精度。

植物需水量模擬

在大多數情況下，使河岸帶與周圍高地不同的主導因素，以及河岸帶內結構變化的最重要梯度，是場地濕度條件或水力週期 ( 圖 7.39) 。 水力週期被定義為淹沒的深度，持續時間和頻率，並且是在河岸帶中不同位置可能發現植物的強有力的決定因素。正式這種關係的植被 -hydroperiod 模型可為分析河岸植被的現有分佈，鑄造向前或向後的時間來替代分佈和設計新發行的有力工具。各種植物的場地條件的適宜性可以用相同的概念方法來描述用於模擬動物棲息地適宜性的方法。一個植被 - 的基本邏輯 hydroperiod 模型是直截了當的。站點的濕度與站點上通常生長的植物有很大關係。可以測量站點的濕度，更重要的是，可以根據站點與河流的關係來預測站點的濕度。由此，可以估計現場可能發生的植被。

圖 7.39 ：植被 / 需水量關係。土壤水分條件通常決定河岸地區的植物群落。

植物需水量模型的組成

在植被 - 的兩個基本要素 hydroperiod 關係是在不同的地點和部位水分的物理條件這些基地的各種植物物種的適應性。在描述現有模式的最簡單的情況下，可以在許多位置直接測量場地濕度和植被。然而，使用植被 -hydroperiod 模型來預測或設計新的情況，有必要

預測新的場地水分條件。最有用的植被 -hydroperiod 模型有以下三部分組成：

■河流水學特徵或河流動模式。這可以採取特定河流量序列的形式，不同河流量發生頻率的總結，例如河流量持續時間或洪水頻率曲線，或代表性河流量值，例如水岸河流量或平均年度河流量。

■河岸帶地點的河水流 量和水分條件之間的關係。這種關係可以測量為各種水流時的水面高度，並總結為階段對水流曲線。它還可以通過許多水力模型來計算，這些模型將水面高度與排水 相關聯，同時考慮了河道幾何形狀和粗糙度或河流動阻力的變量。在某些情況下，河道底部上方的簡單高程差異可以作為淹沒水流差異的合理近似值。

■ 場地濕度條件與實際或潛在植被分佈之間的關係。這種關係表達了基於現場水分條件的植物種類或覆蓋類型的適宜性。它可確定通過在各種具有已知濕度條件站點的採樣植被的分佈，然後導出查找上給出在現場濕度條件的部位的植物的可能性的概率分佈。許多物種的文獻也提供了一般關係。

這些組件的性質和複雜性可以有很大的變化，仍然可以提供一個有用的模型。但是，所有組件必須以一致的組織表示，並且必須有一個適用於向模型提出的問題的應用程序 ( 即，模型必須能 夠 更改需要更改的內容以回答問題 ) 。在許多情況下，可以使用河流水力學和水力學的表示來類比植被水文期模型，這些水力學和水力學已經為其他分析 ( 如河道穩定性、魚類棲息地適宜性或沉積物動力學 ) 而開發。

非平衡條件的指認

在改變或退化的河流水系中，河岸帶中的河流水分條件可能顯著地不適合，歷史或期望的河岸植被。通過比較植被分佈與植被適宜性分佈，可以相對容易地確定幾個條件。

■河流的水文情況發生了變化 ; 例如，如果河流因分河流或洪水減弱而減少，河岸帶的地點可能更乾燥，不再適合歷史植被或河流長期植被，這是在以前的水文制度下建立的。

■河岸帶地塊的淹沒排放已經改變，因此河流量不再與場地濕度條件具有相同的關係 ; 例如，堤壩，河道改造和堤岸處理可能會增加或減少在河岸帶淹沒地塊所需的排放量。

■河岸帶的植被已經直接改變，例如，通過清理或種植，使得地塊上的植被不再對應於適合該地塊的自然植被。

在許多退化的河流系統中，所有這些都發生了。了解地塊的水分條件如何與河流系統中的植被相對應，以及它們在復育的系統中如何對應，是制定合理的復育目標和設計復育計畫的重要因素。

植物對系統變化的影響

在植被 -hydroperiod 模 型，植被的適用性被確定由逕流和地塊在河岸區淹沒水流。該模型可用於預測河流河流量變化的影響或河流量與水分條件的關係對河岸帶對不同類型植被的適宜性的 影響。因此，作為河流復育計畫的一部分提出的河流量變化和河道地形變化的影響可以根據河岸帶中不同地點對不同計畫物種的適宜性的變化來檢查。

極端事件與干擾需求

時 間變異性是許多河流生態系統的一個重要特徵。生物需求的季節性規律性差异是時間變異性的一個例子，這種變化經常被納入基於棲息地適宜性和時間序列類比的生 物分析中。對偶發性極端事件的需要很容易被忽視，因為這些事件被廣泛認為是對生物群和人工河流特徵的破壞。然而，在現實中，這些極端事件似乎對河道的物理 維護和河流生態系統對依賴性物種的長期適用性至關重要。西部河岸系統中的棉白楊是一個眾所周知的干擾獨立物種的例子。棉白楊種子再生一般是嚴格限制在光禿 禿、潮濕的地方。這些地點的建立在很大程度上取決於河道運動 ( 曲流、變窄、撕裂 ) 或高海拔地區新的洪水沉積。在一些西部河岸體系中，河道運動和沉積往往很少發生在與洪水相關的地區。同樣的事件也造成了樹木的毀壞。 囙 此，維持現有林分的良好條件，或通過結構措施固定河岸位置，往往會降低這種依賴干擾的物種在整個系統中的再生 潜 力和長期重要性。

各種植物的淹水耐受性

有一個龐大的身軀上的各種植物的洪水淹沒的植物信息。這些文獻的摘要包括 Whitlow 和 Harris(1979) 以及多變量水的影響我改變對木質河岸和濕地群落的影響 (leskey 和 Hinckley1978 ， Walters 等 1978 ， lee 和 Hinckley1982 ， Chapman 等 1982) 這 種類型信息可以通過對河岸帶遺址的淹沒排放進行排放估算或洪水頻率分析來預測現場水分條件。所得到的關係可以用來描述各種植物物種的適宜性，例如。相對洪 水易發地點可能會有相對耐洪的植物。淹沒水流密切相關相對高程河灘地，比如一個有限的地理區域內，並且與大致相當於水文狀態，相對於有代表性的水面線高 程，如滿槽水位。因此，排放或平均年河流量的階段可以為現場水分條件提供合理的替代。然後可以使用局部確定的植被適宜性來確定各個海拔區域中可能的植被。

植被區劃

有許多的統計程序 estimat 荷蘭國際集團的頻率和極端事件的幅度 ( 參見第 8 章的洪水頻率分析部分 ) 和描述水文變化的各個方面改變這些河流動特性可能會改變生物的分佈和數量的某些方面。分析更具體的生物變化 generafly 需要確定目標物種的要求 ; 確定其食物來源，競爭者和捕食者的要求 ; 並考慮這些要求如何受到偶發性干擾事件的影響。