生態化評估

『壹』 運用實踐和認識的相互關系原理，如何評價當前的網路文化生態

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『貳』 生態質量評價中各歸一化系數怎麼算，如植被豐度指數的歸一化系數

歸一化處理是工程技術與科學研究中常用的數據處理方法，通常是把一系列數據中版的最大值當權作1，所有數據都除以最大值或者乘以最大值的倒數，這個最大值的倒數就是歸一化系數，這樣便於不同數據之間的比較。
植被豐度指數的歸一化系數就是植被豐度指數最大值的倒數。

『叄』 會仙岩溶濕地的水質評價與水化學循環

一、水化學特徵

在會仙濕地及周邊補給區共設置了55個水化學監測點（見圖3-12），開展濕地水化學的現場調查、監測和研究，並定期進行取樣分析。其中10個點進行了枯水、平水和豐水3個不同時期的監測工作，檢測內容包含有機物和無機物兩個方面的主要指標。

檢測結果（表3-4）表明，濕地地表水與地下水水化學類型主要為HCO₃-Ca型。

表3-4 會仙岩溶濕地主要水點水化學特徵

1）補給區：會仙岩溶濕地南、北部分均為裸露型純碳酸鹽岩溶區，地表落水洞、溶潭，地下岩溶管道、岩溶裂隙發育，大氣降水大部分直接入滲補給岩溶地下水，並以快速流的形式補給濕地。除個別地點（如臨桂縣馬面黃鐵礦廠附近地下水，，含量較高，水質較差）受人工影響外，地下水屬於弱鹼性，水中水化學組分含量較低，水質良好。如濕地北部督龍北塌坑、南部李家東北塌坑地下水化學類型主要為 HCO₃ -Ca型，pH值為7.16～7.18，礦化度低於230 mg/L，總硬度低於150 mg/L。

2）補給-徑流區：該區多為半覆蓋型、夾層型碳酸鹽岩溶區，地下水主要接受側向徑流和垂向越流滲透補給。該區地下岩溶裂隙、管道發育較平緩，地下水徑流相對緩慢。地下水中物質含量及pH值較補給區高，白雲石含量雖有所升高，但仍以方解石為主。如九頭山東南土坑，pH值為7.04，總硬度、礦化度較補給區都高，分別為194.86mg/L和328.17mg/L，地下水化學類型仍以HCO₃-Ca型為主。

3）排泄區：會仙岩溶濕地排泄區多位於覆蓋型岩溶區內，主要為孔隙地下水，地下水普遍接受農業灌溉用水回滲補給，無機、有機肥極易隨地表水下滲進入地下水，並且地下水流速緩慢，凈化能力差。由表3-4 可以看出，除獅子山地下河出口外，七星民井、下渣塘底民井內地下水 pH值、總硬度、礦化度都明顯升高，地下水化學類型也變為HCO₃ ·Cl-Ca· K型。如睦洞七星村碼頭湖水中和含量偏高，分別達到0.6 mg/L，0.3 mg/L，水質較差。

二、水質評價

1.地表水水質評價

（1）水質評價標准

本次地表水環境質量評價標准按《地表水環境質量標准》GB 3838—2002對濕地內地表水水質進行評價，依據地表水水域環境功能和保護目標，按功能高低依次劃分為5類。

Ⅰ類：主要適用於源頭水、國家自然保護區。

Ⅱ類：主要適用於集中式生活飲用水地表水源地一級保護區、珍稀水生生物棲息地、魚蝦類產卵場、仔稚幼魚的索餌場等。

Ⅲ類：主要適用於集中式生活飲用水地表水源地二級保護區、魚蝦類越冬場、回遊通道、水產養殖區等漁業水域及游泳區。

Ⅳ類：主要適用於一般工業用水區及人體非直接接觸的娛樂用水區。

Ⅴ類：主要適用於農業用水區及一般景觀要求水域。

（2）水質評價方法

採用綜合污染指數法，公式：

會仙岩溶濕地生態系統研究

式中：P為地表水綜合污染指數；C_i為某污染物的實測濃度（mg/L）；S_i為某污染物的地表水環境標准濃度（mg/L）；n為水質評價因子的數量。

地表水綜合污染指數分級標准見表3-5。

表3-5 綜合污染指數分級標准

根據地表水環境質量標准，評價因子選有pH值、COD、氨氮、總磷、銅、鋅、氟化物、砷、汞、鎘、鉻、鉛共12個。鑒於保護濕地環境的目的，計算時地表水標准濃度按《地表水環境質量標准》（GB 3838—2002）的Ⅲ類水體標准取值。

（3）水質評價結果

綜合污染指數評價結果見表3-6。本次評價的部分地表水點，龍山東出水溝、分水塘、龍山東濕地、督龍北小山（魚塘）、督龍-龍山濕地及睦洞河源頭，均位於濕地中；西官莊清水河及督龍養殖場位於濕地邊緣；七星碼頭位於濕地人口聚集帶。由表3-6可以看出，濕地各點地表水體均未達到《地表水環境質量標准》（GB 3838—2002）的Ⅲ類水體標准，都已經受到不同程度的污染，超標因子主要是總磷。大部分觀測點水質污染指數為0.5左右，略高於標准值0.4，屬輕污染范圍；其中督龍養殖場、睦洞河源頭個別月份水質綜合污染指數分別為0.84，0.97，屬中度污染；僅分水塘及七星碼頭個別月份地表水水質綜合污染指數大於1，屬重污染。

濕地水質污染沒有明顯規律，原因可能是因為濕地內污染源分布無序。濕地內眾多水塘、沼澤地被不同程度開發利用，農業、養殖業的發展都會使濕地水體質量下降（圖3-23）。七星碼頭位於七星村內，生活污水及垃圾排放較多（圖3-24）；分水塘受附近水田、魚塘排水影響，水體流動性差，污染也較嚴重。

表3-6 會仙岩溶濕地地表水水質綜合污染指數評價

圖3-23 水體不同程度污染

圖3-24 七星碼頭生活污水質

2.地下水水質評價

（1）水質評價方法

根據《地下水質量標准》GB/T 14848—93將地下水質分為5級。

Ⅰ級（優良水）：適用於各種用途。

Ⅱ級（良好水）：適用於各種用途。

Ⅲ級（較好水）：以人體健康基準為依據，主要適用於集中式生活飲用水及工、農業用水。

Ⅳ級（較差水）：以工、農業用水要求為依據，除適用於農業和部分工業用水外，適當處理後可作為生活飲用水。

Ⅴ級（極差水）：不適用於飲用水，其他用水可根據使用目的選用。

地下水質量評價以地下水水質調查分析資料或水質監測資料為基礎，可分為單項組分評價和綜合評價兩種。

本次評價按《地下水質量標准》GB/T 14848—93對會仙岩溶濕地地下水水質分別進行單項組分評價和綜合評價。評價方法系採用各監測點的評價因子對應「標准」中規定的5個類型水賦值范圍，以「從優不從劣原則」進行單項組分評分（F_i）（表3-7），從而對水質進行單項組分評價。在單項組分評價基礎上，綜合各因子單項評價分值，利用公式（3-2）和（3-3）計算綜合評價指數（F），按照地下水質量劃分標准（表3-8）對水質進行綜合評價。

表3-7 單項組分各類別對應分值表

表3-8 地下水質量劃分標准

綜合評價指數F計算公式：

會仙岩溶濕地生態系統研究

會仙岩溶濕地生態系統研究

式中：F為參評因子單項分值F_i的平均值；F_max為參評因子單項分值中的最大值。

根據資料內容及實際情況，參加評價的水化學項目有：pH，總硬度，Cl^-，，F^-，，，Cu，Pb，Zn，Cd，Co，Ni，Mn，Hg，Cr⁶⁺，As，共17項。

（2）單項評價結果

選取濕地地下水補給區（1個）、徑流區（1個）、排泄區（2個）4個典型水樣，按照上述評價方法對地下水監測取樣點水質狀況進行了單項組分評價（表3-9）。

由表3-9可以看出，所有取樣點的pH值，F^-，Co，Cr⁶⁺的評價分值（F_i）均為0，水質優良；總硬度評價分值中，七星民井為3，屬於水質較好類型，其餘各點均為0，水質優良；Cl^-評價分值中，七星民井為1，水質良好，其餘站點的評價分值為0，水質優良；含量評價分值中，除七星民井內地下水在個別月份略有升高外，其餘評價分值均為0，水質優良；七星民井水內含量較高，評價分值達到10，水質極差，不適用於飲用，而獅子山地下河出口處地下水評價指數個別月份也達到1，需要關注，其他站點評價分值均為0，水質優良；七星民井、獅子山地下河出口兩處的地下水中含量在個別月份大幅升高，水質變差，不適合飲用，其餘各點水質優良；濕地內各點地下水中Cu，Pb，Zn的含量都較低，屬Ⅰ或Ⅱ類水質，水質良好；除小象山地下河出口水中個別月份Cd含量較高、屬Ⅲ類水質外，其餘各點均屬Ⅰ或Ⅱ類水質；七星民井水中Ni含量較高，個別月份評價分值可達10，水質極差，其餘各點含量都較低，屬Ⅰ或Ⅱ類水質；金全東北溶潭地下水除在個別月份Mn含量較高、水質較差外，其餘各點水質優良；濕地內各點地下水中Hg和As的含量都較低，多為Ⅰ或Ⅱ類水質，水質優良。

表3-9 會仙岩溶濕地地下水水質單項評價與綜合評價指數

（3）綜合評價結果

綜合上述單項組分評分值對會仙岩溶濕地4個地下水監測取樣點水質狀況進行了綜合指數評價（表3-9）。結果顯示，會仙岩溶濕地地下水水質評價分值在0.74～7.20之間，水質有好有差。總體來看，F值從地下水補給區至排泄區逐漸增大，由無人區向居民區遞增。金全東北溶潭位於濕地北部地下水補給區向排泄區（濕地）過渡地帶，其綜合評價指數僅為0.74，水質優良；七星民井水點位於濕地中央及居民生活區，故其綜合評價指數達到了7.17，個別月份更高，水質較差，已不適用於居民飲用；獅子山地下河出口也位於濕地中央的地下水排泄區，綜合評價指數也較補給區高，但由於其為地下河系統，水量交換及地下水流速都較快，所以與七星民井的F值相比，數值相對較低。

另外，通過對獅子山地下河出口、七星民井兩取樣點不同月份的綜合評價指數可以看出，前者差值明顯大於後者。原因可能是：獅子山地下河出口位於地下河系統內，對降雨響應迅速，出水流量變幅很大，其內各離子含量也隨著水量變化而變化，故F值變化較大；而七星民井位於孤峰平原內，地下水水位及流速相對平緩，故F值變幅較小。

3.有機污染分析

2007年10月15～17日，對濕地內主要水體，包括地表、地下河流、湖泊和魚塘等水體的有機污染進行了檢測和取樣分析，其中，Q1—Q9水樣采於2007年10月15日，WM1—WM8采於2007年10月17日，有3個樣品為地下水水點，分別為Q2（峨底地下河出口）、WM1（上村水井）、WM5（七星碼頭）；其餘皆為地表水水體，包括河流、渠道和湖泊、魚塘的水體。

對地下水水體的有機污染檢測採用《地下水質量標准》GB/T 14848—1993進行分析評價，對地表水水體採用《地表水環境質量標准》GB 3838—2002進行分析評價。檢測分析結果（表3-10）表明：

1）大部分地表水的大部分單個水質指標達到國家I類水的標准，僅個別水點的少數指標未達到國家標准。

2）未達標的地表水體主要為魚塘、村莊附近的水體。其中BOD₅和COD不合格的有Q5（寺湖中部水體）、Q9（西官莊後頭橋養鴨場水體）、WM7（督龍養殖場入口）和WM8（督龍養殖場中央小山北魚塘水體）；COD不合格的有WM4（督龍-龍山間湖泊沼澤水體）、WM5（七星碼頭水體）。

3）地下水體單個指標評價多為Ⅲ類水質，但總大腸桿菌群和細菌總數均超標。

魚塘，尤其是養鴨塘的水體水質總體較差，其水體顏色發綠，藻類繁殖快，部分養鴨塘有時甚至會出現「水華」現象，電導率偏低（如督龍魚塘為190μs/cm），溶解氧偏低（如古運河西段莫家段為2.9mg/L），總大腸桿菌和細胞總數均很高，COD和BOD₅超標。以四塘寺湖為例，2005年寺湖水未受污染前，水體清潔、透明，水質良好，湖泊中有較多不同種類的魚、蝦；但自2006年春天寺湖上游部分水體出租成為養殖場（養鴨約60000隻鴨）後，湖泊水體迅速變濁並逐漸發黑，同時帶有強烈的腥臭味，富營養化程度升高，湖泊中鳳眼藍由最初的少數幾棵迅速繁殖，到2006年秋，鳳眼藍已覆蓋了大半個湖泊水體，覆蓋度達95%以上，造成水體中極度缺氧，水中溶解氧接近零（0.2），水體中魚、蝦、螺類不能生存，水體中多項水質指標超標。污染物質（包括鳳眼藍死亡後）沉積在湖底，分解、腐化，造成水中有機質含量偏高、湖底沉積淤泥厚達1m以上，湖泊逐漸沼澤化。而地下水中的總大腸桿菌和細胞總數超標也主要與周邊的地表水體污染有關。

三、濕地水化學循環——水中溶解物質的遷移與轉化

水化學循環與水循環或水文過程密切相關。在濕地「三水」轉化的過程中，由於地形、地質和水生物的影響，通常濕地水動力條件、水的物理、化學性質會發生改變，從而導致水中化學物質的遷移和重組。會仙濕地及周邊地區為典型岩溶區，主要水化學作用是碳酸鹽岩的溶解與沉澱（重結晶）。此外，岩石、濕地沉積物吸附作用和生物生態過程在水化學物質的轉化中也發揮著重大作用。

1.鈣鎂循環與濕地的水質凈化

濕地周邊裸露岩溶石山地區的大氣降雨大部分通過岩溶裂隙轉化為岩溶地下水，並將地表的礦物質和碎屑物質帶入地下。一方面，最初進入地下含水層的雨水含有大量的空氣中溶解的液相CO₂ ，液相CO₂ 與水結合成為碳酸，並分解為H⁺和；另一方面，方解石（CaCO₃）在水中被溶解為和，經水解與水中 H⁺離子結合形成（白雲石與此類似，但溶解強度較小），這兩種過程都會導致水體中Ca²⁺，Mg²⁺，H⁺，等離子濃度和礦化度的升高^[4]。尤其是在以岩溶裂隙為主的碳酸鹽岩含水介質中，由於水與岩石的接觸面積大、流速相對緩慢，溶蝕過程充分，碳酸鹽岩被充分溶解，如果在枯水季節，地下水流速十分緩慢，長時間的溶蝕作用導致水中離子濃度不斷升高，一旦水中上述離子濃度達到飽和狀態，即與Ca²⁺等重新組合形成方解石等。而其餘以和等形式隨地下水（主要是洪水季節）排出並被帶到河流、湖泊盆地後，由於水動力條件和環境發生變化，離解為和，後者與結合形成碳酸鈣沉澱，導致水體中，，離子濃度和礦化度（包括硬度、鹽度等）減少，這一過程也是濕地水化學循環引起的水質凈化過程，在每年雨季濕地中反映明顯：每年雨季岩溶地下水把大量在枯水季節溶解的礦物質帶入濕地，在濕地中央（如龍山附近）相對靜止的水體環境中，隨著水化學條件發生變化，在沉水植物的葉面形成一層較厚的鈣膜，當鈣膜厚度超過植物葉面的承受力時，便從葉面脫落並沉積在濕地底部的淤泥中。與此類似的還有硅酸鹽岩礦物的水解和濕地中粘土礦物的形成等。隨著水體中化學物質含量的減少，水體本身得到了凈化。對會仙濕地各主要水體水質的檢測表明，從河流（地下河）上游到下游，或者說從濕地外圍到濕地中央，水體中的主要化學成分的含量都有明顯的降低（圖3-25至圖3-28），尤其是水中的礦物質含量、Ca²⁺、H⁺、總離子濃度、總硬度、總鹼度，表明濕地對降解水體中化學物質的作用明顯。而處於濕地水循環中下游的馮家古運河古橋邊、七星碼頭和睦洞湖出口的四孔橋等個別檢測點的水大部分化學成分含量都比較高，分析其原因有以下幾個方面：

表3-10 會仙岩溶濕地各類水體的有機污染檢測結果

1）地球化學背景與地下水的補給：從各個化學成分曲線圖上可以看出，分布於岩溶石山（碳酸鹽岩）分布區的岩溶地下水中的化學成分含量普遍比濕地分布區地表水體中高。馮家古橋位於古運河與馮家岩溶溢流泉域濕地的交匯口，因此，岩溶地下水的補給可能是造成水中化學成分濃度值較高的主要原因。

2）徑流區地球化學背景值的影響：如濕地水在流經白雲岩裸露、半裸露地區時其中的Mg²⁺都有不同程度的升高。

3）人類活動的影響：對於水體中含量較低的化學成分，如微量元素、Cl^-和等，其濃度值的變化對人類活動的影響反映最為敏感，造成水中這些化學成分空間分布的無序性。其中，Cl^-和在濕地水體中偏高可能與濕地內耕地、魚塘中使用的農葯有關。而有機質含量的變化則與濕地、魚塘的富營養化程度有關。

圖3-25 會仙濕地主要水點水化學濃度曲線（一）

圖3-26 會仙濕地主要水點水化學濃度曲線（二）

圖3-27 會仙濕地主要水點水化學濃度曲線（三）

2.岩石礦物吸附作用對濕地水質的凈化

水質污染包括有毒化學物質和有機物質兩種。這兩污染物質進入水體後，即參與到濕地的水化學循環中。會仙濕地及周邊地區工礦企業較少，污染來源主要為小規模的礦山開采（如馬面黃鐵礦，鳳凰山、斗門和四塘四兩山等地的白雲岩粉的開采）和魚塘的肥料及農葯。其中，馬面黃鐵礦（圖3-29，圖3-30）對周邊地區的污染最為明顯。

圖3-28 會仙濕地主要水點水化學濃度曲線（四）

圖3-29 馬面黃鐵礦礦山污染

圖3-30 馬面黃鐵礦礦山對地表水的污染（馬面圩）

馬面黃鐵礦位於會仙鎮馬面圩以北的上村附近。該礦現已停止規模性開采，但仍有小規模開采活動，其排放的尾水以及雨季雨水沖刷尾礦造成的水質污染（地下水中，Zn²⁺，Mn²⁺含量較高，pH值較低，屬於弱酸性水，水質較差）對下游上村—馬面一帶的人民生產、生活影響很大。1999年1月27 日，桂林檢測站對廣西城市供水水質監測網上村飲用井水的水質檢測結果中，井水呈黃色，在12 個檢測項目中有6 項嚴重超過了《生活飲用水衛生標准》GB 5749—85，1項超過《地面水中有害物質最高允許濃度》TJ 36—79的標准要求，而電導率檢測結果表明，井水為含鹽量極高的礦化水，不能作生活飲用水源。2003年9月26日和2007年10月水質復檢結果與此類似（表3-11）。2007年我們進行了對比、驗證測試，可以看出，由於礦山停止大規模開采，隨著時間的推移，污染程度在緩慢減輕，但每年雨季污染仍然嚴重（水體呈黃紅色），井底淤泥仍呈鐵銹黃色。當地村民長期飲用此地下水，曾出現多種病狀，甚至死亡；礦山尾水也造成下游數百畝耕地糧食產量和質量下降，對當地人民生產和生活造成重大威脅。

但是，礦山污染尾水進入岩溶地下水循環後，污染物質向下游的濃度逐漸降低。如2007年8月檢測流經礦山尾礦的表生岩溶泉的pH值為3.0；進入礦生活區的污染地下水pH值為6.0左右，向下游至上村民井水pH值為6.33～6.8，酸性逐漸減弱，到濕地邊緣的馮家、獅子山一帶，水中污染物質濃度已經不明顯，pH值在7.0以上。分析其原因，可能與岩石（礦物）、土壤對水中離子的吸附有關。

吸附是固相與液相接觸面之間產生物質交換的一種普遍現象。在地下水與地層岩石、土壤（沉積物）長期接觸的相互作用過程中，吸附對地下水化學成分的形成和演化，對溶質（特別是污染溶質）的遷移有重要的控製作用^［5］。吸附的機理十分復雜，歸納起來有物理吸附和化學吸附兩種。自然界物理吸附（主要依靠表面靜電引力吸附液相異性離子）比化學吸附更為普遍，尤其是對於會仙濕地這樣的環境，鬆散沉積物中含有大量的粘土礦物（表面帶負電荷），能夠較好地、大量吸附水中陽離子，從而凈化水質。但本次硫鐵礦礦區水質污染主要是在碳酸鹽岩基岩裂隙、管道介質的運移過程中被逐步凈化，其原因可能與基岩裂隙表面的膠體和裂隙中土壤、地下河中粘土的綜合吸附作用有關。

表3-11 會仙馬面北東上村水質檢測結果

四、濕地生物生態過程對水土地球化學循環的影響

大多數水生植物具有吸收水、土壤（污泥）中的重金屬離子、有機污染和吸收水、空氣中二氧化碳並釋放氧氣、調節氣候的功能。但是，不同水生植物（群落）在生態過程中的吸收能力有較大差異。

1.水生植物群落與水中溶解氧的關系

2007年4月24日，在會仙濕地的睦洞湖中央龍山附近水域對無水生植物水域、沉水植物分布區水域和挺水植物群落分布區水域3種生境水體中的溶解氧和電導率進行了對比測試。測試儀器採用YSI6820，測試持續時間約10h，測試結果（圖3-31，圖3-32）表明：

圖3-31 睦洞湖不同植物群落水域中溶解氧

圖3-32 不同植物群落水域中礦化度

1）水中溶解氧與水溫成正比，反映水溫對水生植物的生物活動（釋放氧氣）或對空氣中氧氣進入水體的過程有較強的影響，但在時間上有滯後現象。

2）沉水植物群落水域的水中溶解氧值最高，挺水植物群落水域的水中溶解氧值次之，無水生植物水域的水中溶解氧值最低。水中溶解氧值的高低反映了植物的造氧功能，但是，挺水植物群落的造氧作用可能更多地體現在對周邊空氣中氧氣的補充。

3）浮水生物群落一般生長在水流速度較慢的准靜水環境，一方面其造氧功能主要體現在對周邊空氣的貢獻上；另一方面，靜水環境的水質一般較差，多造成浮水生物大量繁殖並覆蓋水面（如藻類、鳳眼藍等），因此，水中溶解氧一般較低。如四塘清水江右岸寺湖南部湖面全部被鳳眼藍（又名水葫蘆）覆蓋（蓋度99%），其湖水的溶解氧接近0（表3-12）。

表3-12 浮游植物群落鳳眼藍分布水域的水質參數檢測結果（2007年10月）

2.水生植物與電導率（礦化度）的關系

二者關系不明顯（圖3-32），尤其是挺水植物水域，與無水生植物的水域一樣，在中午以後電導率總體呈下降趨勢，但沉水植物水域的電導率似乎與溫度成反比，是否反映了溫度對生物的生物化學活動有影響，還需進一步的觀測和試驗。

3.幾種主要水生植物（群落）的水質凈化功能

（1）浮水植物與鳳眼藍群落

濕地水生植物在吸收重金屬離子能力方面差異較大。一般說來，吸收重金屬離子能力具有沉水植物＞浮水植物＞挺水植物的規律。但一些浮水植物，如鳳眼藍、紫萍（Spirodela polyrhiza）、喜旱蓮子草、菹草（Potamogeton crispus）等有較高的吸收水體中重金屬的能力，它們的大量出現也指示水體處於富營養化狀態。其中，鳳眼藍因為須根很發達，其吸收重金屬離子和有機物質污染的能力比其他各種水生植物都強。

鳳眼藍（又名水葫蘆）為濕地外來物種，屬於浮水植物。其生長在流速較慢的水體中，如濕地湖灣、湖泊、魚塘或古運河中，尤其在富營養化水體中生長、繁殖迅速，因此，鳳眼藍也是水體富營養化程度的指示性植物。會仙濕地的鳳眼藍主要分布在古運河和清水河流域的寺湖（圖3-33）。葉片寬、窄或個體大小反映了水質富營養化程度的高低。

為研究鳳眼藍的生態功能，2007 年在四塘鄉寺湖入湖口、上游湖中心（養珍珠，開闊水面，無鳳眼藍）和下游湖（照片，鳳眼藍覆蓋度99%）、寺湖出口和清水江進行了水質檢測。檢測結果（表3-13）表明，寺湖入口的水質污染較輕，寺湖中部的裸露水面（珍珠養殖場、養鴨場）污染較為嚴重，其各項有機與無機參數的檢測均高，但經過寺湖南部生長密集的鳳眼藍的凈化，到寺湖出口處各項水質指標都有明顯的改善；尤其是對礦物質有機污染和重金屬的吸收功能很明顯。

圖3-33 古運河東段河中鳳眼藍

同時，鳳眼藍對水體環境的負面影響也相當大。快速繁殖、成片狀密集分布的鳳眼藍可以堵塞河道、遮擋陽光和隔離水體中氧氣的循環，使水中溶解氧缺乏，進而影響沉水植物以及魚類的生長，大大降低其覆蓋范圍內的生物多樣性。

水龍也是會仙濕地分布較廣的浮水植物之一，其一般是從河岸向河中生長。水龍本身對環境沒有負面影響，但其為鳳眼藍的生長繁殖提供了相對穩定的繁殖、依託場所。

（2）香蒲、茭白、苦草與水下沉積物對重金屬污染吸附能力的比較

為比較不同水生植物及水下沉積物（淤泥）的重金屬吸收能力，對會仙濕地內分布最廣的建群優勢水生植物苦草（代表沉水植物）、香蒲和茭白（代表挺沉水植物）以及水下沉積物（代表水生植物的生長環境）的化學成分進行了分析，結果（表3-14）表明：

1）水生植物中吸收的重金屬組分的濃度值普遍比其生長的水下沉積物中低，表明濕地沉積物在水質凈化過程中起主導作用，同時反映了沉積物中重金屬組分含量對其上植物離子濃度的控製作用，但是，兩者之間濃度沒有相關變化規律，其中某些植物中個別指標的濃度（如苦草的Cd）還高於沉積物中相應指標的背景濃度，可能反映某些植物的選擇性吸收或其生物地球化學作用對特定重金屬組分（污染物）有聚集功能（如生物成礦作用）。如香蒲能大量地吸附水及沉積物中的Fe和Mn物質，苦草不僅可以大量吸收Fe和Mn，還對吸收鋅、鉻、砷、鈮等有偏好。

表3-13 浮游植物群落鳳眼蓮分布水域的水質參數分析檢驗結果（2007年10）月

表3-14 幾種主要水生植物與水下沉積物對重金屬污染吸附能力的比較（2007年11月）

2）沉水植物苦草中吸附的重金屬組分比水下沉積物少，但與挺水植物（香蒲、茭白）相比，則一般要強幾倍到幾十多倍；僅有個別指標（如Mn，Mo）例外；其他沉水植物群落（如狐尾草、竹葉眼子菜等）與此類似，並一般生長在清潔、透明度好和流動的水體中，其本身對環境沒有負面影響；只有黑藻夏秋因爆發性生長會堵塞河道，影響其他沉水植物的生長，同時也會在一定程度上對水質造成負面影響。

3）3種水生植物中的Fe和Mn物質濃度都比較高，是否與區域背景值有關，或與流域上游的馬面黃鐵礦排污有關?需要做進一步的研究。

『肆』 人地關系理論是人文地理學的核心理論,請從文化生態學的角度分別對人地關系的主要思想流派加以概述和評價.(

文化生態學研究的是文化與環境的關系。研究地域文化的組成、功能、結構、空間特性和時間動態，系統要素之間與系統內部發生的各種過程極其互相作用機制。系統的相互作用關系包括：文化與文化之間、文化與環境之間、各種過程之間的相互關系。文化生態是用生態學的觀點研究人與自然的相互關系，既研究自然地理環境在文化發展中的作用，也研究人的文化作用對自然環境的影響。
一、直鏈型文化生態關系對應的人地關系思想流派：
①環境決定論：強調自然環境對社會發展的決定作用。人是環境的產物，其活動、發展、分布都受環境的嚴格限制。代表學者有亞里士多德、孟德斯鳩、黑格爾、拉采爾等。
積極意義
反對唯心主義神決定論
客觀上尊重和保護自然環境
消極意義
束縛人對自然的開發利用
自然宿命論，助長種族主義，發達國家的侵略擴張
這種直鏈型研究方法中環境以單向因果關系強有力地限制文化，環境對文化的作用是因果直鏈型。這種環境決定的思潮雖然流行時間長，當是過分強調環境的作用，忽視了各種因素之間的復雜關系，人類社會不僅受環境影響，也受社會、歷史諸因素影響。環境並不起決定作用。
二、網路型文化生態關系對應的人地關系思想流派：
①可能論：注重人對環境的適應與利用方面的選擇能力 。
觀點 ：人與地理環境相互作用，互為因果
自然地理環境為人類社會發展提供多種可能性，由人類能動地擇。學者：維達爾·白蘭士和白呂納。
積極作用
批判人地關繫上的必然論、決定論
有助於人類發揮主觀能動性，推動社會發展
局限性
尚未找到人類社會發展和人地關系的決定因素
尚未發現人類改造利用自然的合理途徑
將人地關系仍視為因果關系，不利於認識人地關系的復雜性
②適應論：
1、觀點
人地關系是人類對地理環境在利用中的適應
人對地理環境的適應具有多種可能性
2、代表學者：
英國人文地理學家 羅克斯比（1880—1947年）
人文地理學包括兩個方面：一是人群對他們的自然環境的適應；二是居住在一定區域內人群及其和地理區域之間的關系。
（1）人的生理適應自然地理環境形成種族地理現象
（2）人類生產活動適應自然地理環境形成經濟地理現象
（3）人類社會組織適應自然地理環境形成社會地理現象
（4）人類政治活動適應地理環境形成政治地理現象
③生態論：
1、觀點：
人地關系是人類對地理環境的選擇性反應
地理學統一的主題是人地關系－－人類生態
2、代表學者：
美國地理學家 巴羅斯（1877—1960年）
生物學借用「生態」術語關注生物與自然地理環境的關系，社會學將「生態」還原為人類與地理環境的關系
地理學為「人類生態學的科學」，其目的不在於考察環境本身的特徵和客觀存在的自然現象，而在於研究人類對自然環境的反應。
歷史學是研究人類在時間上的關系。地理學側重於分析人類在空間上的關系。
④文化決定論：認為隨著科學的發展，現代技術條件使人類可以按照自己的願望來改造自然。征服自然。人地關系中人取決定作用。
相同的自然環境+不同的文化系統=不同的文化景觀：傳統社會－文化的多樣性，「十里不同風」
不同的自然環境+相同的文化系統=相似的文化景觀：現代社會－文化的趨同，「千城一面」現象
評價：
積極作用
批判自然地理環境決定論
客觀上激發人的主觀能動性和創造力
危害
破壞自然環境
破壞生產力
否定自然地理學

三、和諧文化生態關系對應的理論：
人地關系協調論 （和諧論）
觀點：人類社會與地理環境相互影響、相互制約，形成一個復雜的人地巨系統
人類社會與地理環境對立統一
社會發展與地理環境應協調發展
人類必須約束自身行為來協調人地關系
代表學者與論著
莊子 齊物論 李特爾 M.J.懷特 吳傳均
（三）評價
1、積極作用
推動人類社會可持續發展
完善地理學的主線和結構
2、局限性
對人地關系的復雜機理尚缺乏認識
協調人地關系的實證案例尚不多

『伍』 生態環境現狀評價

9.5.2.1 評價方法

一個群落中的種類多樣性是群落生態組織水平的獨特的、可測定的生物學特性，是反映群落功能的組織特性，種類的多樣性指數能夠反映水環境污染造成群落結構的明顯變化。藻類的污染指數是從藻類的生態學特性來指示水環境污染程度的，根據需要，這里採用了多樣性指數和硅藻指數法進行評價 (葉文虎等，1994; 金嵐等，1992) 。

Margalef 多樣性指數 (Karydis M et al.，1996) 為:

煤礦塌陷塘環境生態學研究

式中: S 為藻類種群數; N 為藻類總個體數; D 的取值以 2.5 為界，小於 2.5 者為環境受到嚴重干擾。

硅藻指數 (葉文虎等，1994) 為:

煤礦塌陷塘環境生態學研究

式中: A 為不耐有機污染的種類數; B 為對有機污染無特殊反應的種類數; C 為污染區內獨有生存的種類數。

9.5.2.2 評價結果及分析

由表3.2 可知，春、秋兩季大通塘、謝二塘和潘三塘水體的 pH = 7.01 ～ 8.72，表明水都略呈鹼性。葉綠素含量的次序為: 大通塘 < 潘三塘 < 謝二塘，這與水域中浮游植物的多少有關，3 個塌陷塘中的浮游植物生物量也證實了這一點。橫向比較可以看出，在溫度較高的 9 月份，謝二塘和潘三塘對應的浮游植物葉綠素 a 含量都較 4 月份高 2 倍多，大通塘 9 月份和 4 月份葉綠素 a 含量基本接近 (參見表3.6) ，說明浮游植物的生長受溫度的直接影響 (王振紅等，2005) 。

氮、磷是浮游植物生長所需的主要營養鹽，水體中富含磷、氮營養物質會造成水體中浮游植物的異常繁殖，帶來的後果就是水體的富營養化 (蔣因梅等，2004) 。

縱向比較可以發現，謝二塘的總磷和總氮都遠遠超過營養化指標值，處於富營養化水平，而潘三塘總磷和總氮濃度基本在營養化指標以下，大通塘則只有總氮超過營養化指標，並且潘三塘和謝二塘都是中心的總磷和總氮高於邊緣的，這是水深不同的緣故。只有大通塘的東岸邊采樣點的磷和氮的含量高於中心采樣點，這是由於附近有小型煤窯、塑料廠等在東岸邊排放工業污水的緣故。

對照表9.15 可以看出，大通塘中藻類種類與個數均為中等，浮游植物中硅藻和綠藻較多，還有相當數量的甲藻，浮游動物中常見針棘匣殼蟲 C.aculeata，都表現出寡污帶的生物學特點。謝二塘中藻類的種類和數量均較多，說明該水域中營養物質豐富，含量較多，水中浮游植物以藍藻、綠藻和硅藻居多，浮游動物中缺刺秀體溞 D.aspinosum、螺形龜甲輪蟲 K.cochlearis 常出現，該水域屬於中污帶—寡污帶。潘三塘中藻類種類和數量均較多，綠藻和藍藻占相當大的比例，浮游動物中萼花臂尾輪蟲 B.calyciflorus 較多，呈現出中污帶—寡污帶的特點。

依據 《地表水環境質量標准》 (GB3838—2002) 中幾個指標的標准限值 (表9.16) ，結合 3 個塌陷塘的理化指標數據對評價區進行水質分級: 大通塘和謝二塘屬於Ⅴ類水質標准，適用於農業用水區及一般景觀要求水域; 潘三塘達到Ⅳ類水質標准，主要適用於一般工業用水區及人體非直接接觸的娛樂用水區。

表9.16 湖泊水庫特定項目標准值

Margalef 多樣性指數是衡量種類多樣性的基於藻類種群數與藻類個體總數的對數之間線性關系的一個指標 (式 9.30) 。從塌陷塘藻類多樣性指數 (表9.17) 可以看出，大通塘、潘三塘的藻類多樣性指數無顯著性差異，均屬輕度污染水域。謝二塘中藻類多樣性指數相對偏低，表明此水域污染較重，屬於中度污染。根據硅藻指數劃分污染帶的標准(表9.18) ，結合表9.17 中塌陷塘的藻類硅藻指數，可以將 3 個塌陷塘水體大體劃分為兩個污染帶: 潘三塘和謝二塘屬於β - ms (乙型中污帶) ，大通塘屬於 os (寡污帶) 。

表9.17 3 個塌陷塘中藻類多樣性指數與硅藻指數

(據辛曉雲等，2000)

表9.18 硅藻指數劃分污染帶標准

葉綠素 a 是水體中浮游植物生物量的綜合指標，是富營養化水體監測中一個重要的生物學參數。分析其含量則可以了解水域中生物量的狀況及其富營養化程度，是治理水體富營養化的基礎，對有效地管理和利用水體具有重要的作用。參照 OECD 湖泊營養狀態的chla 的劃分 (Environment Assessment Report NO.4，1999) 和選用標准，再結合 3 個塌陷塘中葉綠素 a 的含量 (參見表3.6) ，分析得出: 大通塘屬於貧營養化; 謝二塘富營養化狀態; 潘三塘屬於中度營養型。這與灰色局勢決策法對 3 個塌陷塘營養狀態評價結果是一致的。

通過對 3 個塌陷塘測定指標的縱橫向比較分析，得出評價區的水質特徵:

(1) 各塌陷塘中葉綠素 a 含量: 大通塘 < 潘三塘 < 謝二塘，葉綠素 a 含量與溫度成正比關系，說明適宜的溫度是浮游植物生長的重要因素。

(2) 3 個塌陷塘的水質分級: 大通塘和謝二塘屬於Ⅴ類水質標准，潘三塘達到Ⅳ類水質標准。

(3) 塌陷塘的污染狀況: 大通塘屬於輕度污染，謝二塘屬於中度污染，潘三塘屬於中輕度污染。

(4) 水質生物學評價結果: 大通塌塘屬於 os (寡污帶) ，潘三塘和謝二塘屬於β - ms(乙型中污帶) 。

(5) 富營養化程度劃分: 大通塘是貧營養型，謝二塘是富營養型，潘三塘是中營養型。

塌陷區水域的水質狀況是自然因素與人為因素共同作用的結果，在礦井報廢後的塌陷區水域 (如大通塘) ，受外界的干擾逐漸減少，內含的有機物由於水體的自凈作用將有所減少，水體中浮游生物的種類與數量也將隨之減少。而正在受煤礦開采影響的塌陷區水域(如謝二塘、潘三塘) ，由於有生產、生活廢水的排入和塌陷前的農田作物腐爛，水中營養物質比較豐富，浮游生物種類和數量均較多。塌陷區水域中的浮游生物的種類和數量還同塌陷區水域的面積、深度有關。塌陷區水域已經受到不同程度的污染，為能有效地治理和利用這一特殊水體，加強對水體的監管勢在必行。

『陸』 生態質量評價中各歸一化系數怎麼算,如植被豐度指數的歸一化系數

歸一化處理是工程技術與科學研究中常用的數據處理方法,通常是把一系列專數據中的最大值當作屬1,所有數據都除以最大值或者乘以最大值的倒數,這個最大值的倒數就是歸一化系數,這樣便於不同數據之間的比較.
植被豐度指數的歸一化系數就是植被豐度指數最大值的倒數.

『柒』 化學品生態風險評價的定義.基本內容和評價程序

EPA在1992年對生態風險評價作了定義，即生態風險評價是評估由於一種或多種外界因素導致可能發生或正在發生的不利生態影響的過程。其目的是幫助環境管理部門了解和預測外界生態影響因素和生態後果之間的關系，有利於環境決策的制定。生態風險評價被認為能夠用來預測未來的生態不利影響或評估因過去某種因素導致生態變化的可能性。 生態風險評價基於兩種因素：後果特徵以及暴露特徵。主要進行三個階段的風險評價：問題的提出、問題分析和風險表徵。

生態風險評價過程 美國EPA對生態風險評價工作有較成熟的方法和資料庫，並且做了大量的生態風險評價工作。一般分為以下過程：（1）制訂計劃，根據評價內容的性質、生態現狀和環境要求提出評價的目標和評價重點；（2）風險的識別，判斷分析可能存在的危害及其范圍；（3）暴露評價和生態影響表徵，分析影響因素的特徵以及對生態環境中個要素的影響程度和范圍；（4）風險評價結果表徵，對評價過程得出結論，作為環保部門或規劃部門的參考，作為生態環境保護決策的依據。

(1)數據評估
．確認有關的潛在化學物質；
．分析相關的場所數據。
(2)暴露評價
·確定危害源及遷移途徑；
．確認受潛在影響的人群，並分析受體可能的暴露途徑
．建立適合該場地的模型；
·制定暴露力案；
．確認暴露點的化學物質的濃度；
．計算受體的暴露劑量。
(3)毒理學評價
．收集毒理學資料．包括可能的重要的化學物質的毒理學持性，如急性、亞慢性、慢性。致癌性以及對繁殖的影響等；
．確定適當的毒理學參數(如MDI或BfD或SF)。
(4)風險表徵
．估算致癌物的致癌風險性；
．估算非致癌物的危害商值及系統污染物的指數；
．風險結果，包括對水確定性的分析
(5)制定清潔標准
．確定受體的風險「可接受」水平；
．確定污染物的可接受清潔標准；

『捌』 如何評價重慶交通大學沙漠「土壤化」生態恢復試驗

環境生態？如果你說的是環境科學與工程這個系的話，其實沒有什麼具體的區分，要碩士階段時候，進了相應的實驗室才有具體區分。

『玖』 如何評價重慶交通大學沙漠「土壤化」生態恢復試驗

重慶交通大學沙漠「土壤化」生態恢復試驗，

不錯。

相關信息，

可上學校官網查看。

有詳細介紹。

祝你新年學業進步。