生態系統范文

導語：如何才能寫好一篇生態系統，這就需要搜集整理更多的資料和文獻，歡迎閱讀由公務員之家整理的十篇范文，供你借鑒。

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這兩件事情本身并無太大關聯，但如對其進行仔細分析，就會發現其共同點：都是合作，打造生態系統。那么，什么是生態系統呢？

生態系統一詞來源于自然學，指的是在自然界一定的空間內，生物與環境構成的統一整體，在這個統一整體中，生物與環境之間相互影響、相互制約，并在一定時期內處于相對穩定的動態平衡狀態。引申到IT行業，就是不同角色的IT企業為了共同利益所形成的經濟聯合體。

生態系統在IT行業并不是一個新名詞。事實上，過去十幾年很多IT廠商在談到渠道策略時，都會提到生態系統建設。但那時所說的更多還是一種簡單層面的產品買賣合作，而非真正意義上的生態系統。

近幾年，IT技術日新月異。云計算、大數據、移動互聯、物聯網等技術的普及，對傳統IT產業的格局帶來了巨大沖擊。在這種情況下，客戶需求也發生了巨大變化，他們的需求不再是分裂的，也不再只關注產品的功能、參數，而是希望IT企業能夠根據他們的業務需求來提供更全面的整體解決方案。這樣任何一個IT企業都很難獨自滿足客戶的整體需求，企業想在競爭中取得優勢，就必須聯合上下游企業，打造一個健康的生態系統。另外，技術的更新，也使IT企業所面臨的競爭對手更多樣化：不僅是傳統IT行業的對手，也包括一些IT行業之外、跨界而來的競爭者。

這種情況在智慧城市的建設中尤為明顯。智慧城市是一個浩大工程，在整個工程中所涉及的業務范圍十分廣泛。即便是IBM這樣的IT巨頭也很難獨自完成。因此，在智慧城市市場中經?？梢钥吹剑恍㊣T服務商在有意識地打造自己的生態系統，以增強其在市場中的競爭力和話語權。有時，這種生態系統甚至已超越了IT行業的范疇，而拓展到其他的行業之中。

未來，隨著各種新技術的深入應用，生態系統之間的競爭將更為明顯，這種競爭甚至會給整個IT行業的格局帶來巨大改變。IBM和蘋果之間的合作就是一個直接的例子，雖曾經是“水火不相容”的對手，但隨著企業級移動市場的發展，雙方都認識到合作給彼此帶來的好處：IBM的大數據、分析技術、整合技術、云服務和蘋果的設備、開發環境、易用性結合，無疑將會使雙方在企業級移動市場的競爭力大大提升。

在生態系統的打造上，國外IT企業相對起步較早，包括IBM、惠普、英特爾、微軟等都有意識地在中國建設自己的生態系統。國內IT企業的動作則相對有些遲緩，單打獨斗的情形依然屢見不鮮。

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關鍵詞:市域綠地系統 生態網絡 自然生態系統

中圖分類號:TV985 文獻標識碼:A 文章編號:1672-3791(2012)04(c)-0136-01

1 規劃原則

1.1 生態優先

在綠地系統規劃上,要注重保護山、水、城生態環境,發揮生態文化優勢,構建山水文化新城;在綠化設計上,堅持“適地適樹”、“以鄉土樹種為主”、“物種多樣性”原則,使用成本低、適應性強、本地特色鮮明的鄉土樹種,構建節約型綠化體系。

1.2 系統布局

突出綠地布局的系統性,結合城市布局建立連續完整的綠地體系;加強山水景觀聯系,通過生態廊道將城外自然山水及綠色環境引入到城區內部,達到城區內、外景觀自然滲透。

1.3 區域統籌

考慮全區、規劃建設用地與環境之間的協調發展關系,達到保護整體生態環境、保證城市長遠可持續發展的目標。

1.4 突出特色

突出水源保護、綠色休閑、山水宜居城市的特色,根據城市發展目標和現狀條件,綠地系統規劃建設強化地方自然及文化景觀特色。

2 市域綠地系統規劃

2.1 市域綠地系統分區

市域綠地系統可分為:山地丘陵綠化區、平原臺地綠化區、平原綠化區等分區。山林地、水庫和山谷基本農田,應以保護為主,限制開發力度,承擔區域生態旅游與生態保障雙重功能。

2.2 景觀生態基質保護與建設

景觀生態基質是指區域景觀生態的本底和原生態環境。規劃主要從以下5個方面進行建設:維護區域內自然山水的完整性;保護和建立多樣化的鄉土生境系統;保護和恢復區域大型自然斑塊;盡可能保持河道自然形態;將城市綠地系統和區域景觀格局相結合。在生態環境的建設與保護上,要修復地帶性森林植被,提高東北山區和東南山區植被覆蓋率,提高山區生態屏障中的森林質量。繼續開展小流域治理,重視整治水土污染源,嚴格保護水庫流域濕地,加強野生動植物的保護,維護地區生物的多樣性。

2.3 景觀生態網絡保護與建設

規劃建設景觀生態網絡系統,成為城市超級基礎設施,使廣大市民能在5分鐘內走進自然和綠地公園。

保護河流及其河岸帶,沿河建立河流生態廊道。規劃依托河流水系,構筑“生態廊道”骨架。河流生態廊道作為連接整個城區的生態通道。

結合道路防護綠地、鐵路防護綠地、衛生防護綠地、小溪流和農田灌渠,建設道路防護生態廊道、鐵路防護生態廊道、衛生防護生態廊道、溪流保護生態廊道、農田灌渠生態廊道。

在城區內部規劃生態嵌塊體,成為城區生物生境棲息地和中心化公園綠地,成為城市的綠肺。城區內部生態嵌塊體及濕地公園與各級景觀生態廊道有機連接,形成城市景觀生態網絡系統。

2.4 市域生態屏障保護與建設

規劃從庫區水域、庫區山地方面著手,構建完整的森林及水域生態系統,保護區域生態安全。庫區水域要注重水源地、漁業、防洪、灌溉、旅游等方面的協調發展。庫區山地要注重因時、因地、因害設置水源涵養林,嚴禁大面積皆伐,重要區域要禁止任何方式的采伐。

2.5 水系生態保護與建設

通過實施園林綠化工程、森林保護工程和水域治理工程等措施,保護與修復水域及濕地生態系統,逐步構建起完善的水系生態保護體系。

水庫流域要加強水源涵養林保護與建設、小流域治理;改善水庫水文狀況,蓄水攔沙,防止水庫淤塞;合理保護和利用水源,防止農業面源污染,保護水質安全。利用各條河流水域構筑城市生態廊道,對河岸及渠道進行整治,建設綠化保護帶,增加植被覆蓋和濕地恢復修復面積,同時設置為居民及游人休憩和游玩的設施。

3 自然生態系統恢復

自然生態系統類型主要有森林生態系統、水域生態系統、濕地生態系統。目前,山地次生森林生態系統比較完整。但是,由于人類的長期開墾及不合理的利用,山地原生森林生態系統、平原森林生態系統、河流生態系統、濕地生態系統整體上已經被破壞,生態關系失衡,生態系統服務功能低下。

森林生態系統恢復:保護山地次生森林生態系統,加強森林撫育,調整單一樹種的簡單結構,建設針闊混交林森林生態系統。結合城市建設和城市防護林建設,構筑城市森林生態系統,實現城市森林化、林蔭化。結合新農村建設和農田防護林建設,構筑鄉鎮森林生態系統。

水域生態系統恢復:控制和治理點源污染和面源污染,設立水域水質保護區,保護水環境質量。

4 人類生態系統建設

4.1 城市生態系統建設

城市生態系統是自然、社會、經濟高度復合的人類生態系統。城市居民與其環境相互作用而形成的統一整體,也是人類對自然環境的適應、加工、改造而建設起來的特殊的人工生態系統。其主要的特征是以人為核心,對外部的強烈依賴性,以及密集的人流、物流、能流、信息流、資金流等。

一個符合生態規律的生態城市應該是結構合理、功能高效、關系協調的城市生態系統?？茖W的城市生態規劃與設計能使城市生態系統保持良性循環,呈現城市建設、經濟建設和環境建設協調發展的格局。城市生態系統建設重點為自然生態系統恢復、山水生態城市建設、濕地生態城市建設、森林生態城市建設。

4.2 城鎮生態系統建設

規劃建設城鎮生態系統,把每個鎮建設成為生態鎮。規劃建設環城鎮防護林帶,形成城鎮防護林網體系。

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關鍵詞： 全球氣候變化；草原生態系統；碳儲量；高寒草甸

中圖分類號： S 812.3文獻標識碼： A文章編號： 10095500(2011)06007508

在過去的200年中，化石燃料的燃燒、土地利用方式的改變，已經有405±30 Pg的CO2釋放到大氣中，導致大氣CO2濃度急劇增加，地球溫度不斷升高。干旱、洪水、風沙等災害性天氣頻繁出現。應對氣候變化,實現可持續發展,是人類面臨的一項緊迫而艱巨的任務。有效地利用陸地生態系統植被和土壤對碳存儲積累的優勢來降低大氣CO2的增高，被學術界普遍認為是在全球綠色經濟、循環經濟、低碳經濟的背景下一種低成本固碳減排的有效措施[1,2]。大力發展草原碳匯，重視草原固碳研究,系統分析草原生態系統在全球氣候變化中的生態價值和貢獻，對增強草原生態系統碳儲量、發揮草原固碳潛力具有重要意義。

1草原生態系統的碳匯功能

在所有生物群系中，森林存儲了陸地的大部分碳量，不僅以生物量的形式(樹干、樹枝、樹葉、根等)，而且以土壤有機質的形式存儲。根據德國全球變化咨詢委員會(WBGU) 的估計,全球陸地生態系統的碳儲量有46%在森林,23%在熱帶及溫帶草原,其余的碳儲

收稿日期： 20110603； 修回日期: 20111017

基金項目： 國家重點基礎研究發展規劃項目

（2006AA10Z250）資助

作者簡介： 趙娜 （1980），女，在讀博士，草地生態與植被恢復。 Email:

王為通訊作者。

存在耕地、濕地、凍原和高山草地。目前,國際上主要通過提高森林覆蓋率來抵消工業碳排放，森林的碳匯能力已經得到世界各國的廣泛重視。然而，草原碳匯并未像森林碳匯一樣得到應有的關注。主要是因為缺乏對草地生態的系統研究和全面規劃，從而導致對草原生態的忽視以及對碳匯評估的缺失。草原是世界上分布最廣的植被類型之一，主要分布于熱帶和溫帶，覆蓋陸地面積的25%～50%[3]。全球草地面積約44.5億hm2，碳貯量達7 610億t，占世界陸地生態系統碳儲量的34%，僅次于森林碳匯。草地生態系統作為一種自然資源，具有保持水土、涵養水源、防風固沙、凈化空氣以及控制溫室氣體排放等多方面的功能，對地區的氣候變化和全球碳循環發揮著重大的作用[4-13]。我國擁有各類天然草原面積約4億hm2，分別占世界草地面積的13%和我國國土面積的40%，也是我國耕地面積的3.2倍，森林面積的2.5倍，因而,草原是光合作用最大的載體,也是我國面積最大的碳庫[14]。作為最重要的綠色生態屏障和綠地植被碳庫，草原和草產業在生態系統碳匯功能方面的能力不容小視。概算我國天然草地每年能夠固碳達到1～2 t/hm2，年總固碳量約為6億t，約占全國年碳排放量的1/2。草原生態系統碳收支對我國乃至世界陸地生態系統的碳匯功能發揮著不可替代的作用。為此，國內外開展了相關研究，但由于技術和方法的差異，全球草原生態系統碳匯評估方面存在著較大的不確定性。

2草原生態系統的固碳潛力

2.1草原生態系統的碳儲量估算

草地生態系統碳儲量和碳沉降在全球陸地生態系統碳蓄積和碳循環中占有十分重要的地位。不同學者或機構對全球草地生態系統碳儲量進行了估算[3-5，8-13，14-17]，世界草地生態系統的碳蓄積平均占到陸地生態系統碳蓄積量的1/5。Olson，et al[18]利用碳密度的方法估算后報道，全球草地生態系統植被儲量為50.4 Pg。Post，et al[19]基于常規土壤調查后估算出全球不同草地綜合體中土壤碳儲量為435.7 Pg。Prentice，et al[17]仍然利用碳密度的方法對全球草地生態系統碳儲量進行了較為全面的評估，研究報道全球草地生態系統的總碳儲量約為279 Pg,植被儲量為27. 9 Pg, 土壤儲量為250.5 Pg。另外，也有學者研究認為，全球草地生態系統總碳儲量約為569.6 Pg ,其中，植被儲量為72.9 Pg , 土壤儲量為496.6 Pg[19-22]。同時有研究報道，在熱帶地區的碳儲量和碳沉降可能已經被低估[3]。由此可見，全球草地碳儲量估算存在著很大的不確定性，特別是對于土壤碳庫的評估[3，5，23]。然而，中國草地生態系統的碳儲量和碳循環的研究相對比較少[22，24-26]。Fang，et al[24]基于植被地上、地下生物量比例的關系第1次評估了中國草地的碳儲量。他通過研究8個草地類型最終得出中國草地的總碳儲量為58.38 Pg，其中植被層為1.23 Pg，土壤層為74.74 Pg。由于田間取樣測量的局限性，研究者往往通過地上通量部分的平衡來估計地下內部轉移的碳量和組成；通過地下通量部分的平衡大致地估計土壤碳庫凈變化的組成。然而，利用地上生物量來估測其他組分的碳量的方法，精確度很低，存在相當大的誤差(特別是對地下部分的估測)，因此，通過這種比例的關系估計出的數據，變異性很大[24，27]。有學者應用碳密度的方法對中國11個草地類型的碳儲量進行了估算，分析后指出11個草地類型的總碳儲量為58.38 Pg Ni；Zinke，et al[22,28] ,其中,植被層為4.66 Pg ,土壤層為53.72 Pg。不久，Ni[22]再一次應用碳密度方法對中國18個草地類型進行了碳儲量估算。然而此次的研究結果較先前的結果總體上偏低，總碳儲量為44. 09 Pg ,植被層碳儲量為3.06 Pg ,土壤層碳儲量為41. 03 Pg 。另外，Fan 根據中國17 種草地類型中實測的地上、地下生物量樣方數據估算出我國草地植被碳儲量約為3. 32 Pg [29]。綜合大量的研究后發現，中國草地生態系統植被層碳蓄積占到世界草地生態系統植被層碳蓄積量的3%～11%[17,19,22]，占到中國陸地生態系統植被層碳蓄積量的54.4%[29,30]。由于資源調查數據、遙感數據、草原面積差異、以及所采用的估算方法的不同，使得無論全球或者是地區內的草地生態系統碳儲量估算存在著較大的不確定性。另外，人類活動對于草原的影響也在很大程度上決定著碳評估的精度[22]，其中，草原面積的差異是影響陸地生態系統碳估算的重要因素。隨著生態學、土壤學、遙感學、統計學等多學科的發展與深入，使用碳密度的方法，同時結合改進的草地分級標準以及更加準確的草原面積評估體系，為精確估算中國乃至世界草地的碳儲量提供了一定的依據。然而，目前對于碳儲量的評估主要還是聚焦在對溫帶和高寒草地的研究。

2.2不同草地類型的固碳能力

從世界范圍來看,大約有1.5億km2的草地分布于熱帶地區，有900百萬km2的草地分布于溫帶地區[15]。然而，不同地區、不同氣候類型條件下的不同類型草地生態系統的碳儲量差異非常大 (表1)[31]。熱帶草原的凈生產力和碳的固定能力要大于溫帶草原。在溫帶草原區，歐洲和俄羅斯草地群落的碳素固定能力又高于中國，我國典型草原的碳固定量水平最低，這種現象主要受降水量的時空變異決定。對于不同草地類型的土壤生態系統而言，草甸土壤具有較大的有機碳通量和有機碳容量，但同時具有較低的無機碳通量和無機碳容量。相反，荒漠土壤生態系統的有機碳通量、碳容量最低，但其具有較高的無機碳儲量[32]。一般認為，土壤無機碳通量變化不大，有機碳通量卻經常受到各土壤生態系統內部物質和能量轉化的影響，具有較大的變異性。生態系統中土壤有機碳通量和碳容量越高則土壤無機碳通量就越低。從地區上分析，寒冷地區的土壤比溫暖地區的土壤具有更高的土壤有機碳儲量[33]。

中國草地主要廣布在北部溫帶半干旱和干旱地區，以及西部青藏高原的高寒地區，只有少數零星地分布在暖溫帶和熱帶地區[34-36]。不同草地類型的面積、分布區域、物種組成以及不同草地類型的固碳能力分布極不均衡，不同草地固碳能力異質性很大(表2、3)。從地區上分析發現，高寒地區擁有中國最大的碳儲量，占到全國草地生態系統總碳儲量的54.5%，其次是溫帶地區，中國草地生態系統85%以上的全碳儲量分布于高寒地區和溫帶地區。從草地生態類型分析，草原具有最高的植被和土壤碳儲量，草甸是僅次于草原生態系統類型的第2大碳庫。全國草地生態系統總碳儲量的2/3以上是分布于草甸和草原這2個草地生態系統類型[26]。綜合不同地區和草地類型來分析研究,高寒草甸擁有最大的植被和土壤碳儲量，占到中國草地總碳儲量的25.6%，其次，高寒草原和溫性草原的碳儲量也比較高，分別占到中國草地總碳儲量的14.5%和11.0%，這3類草地碳儲量總和占到全國草地總碳儲量的1/2。然而，暖溫帶和熱帶灌叢草原以及濕地由于利用面積比較低，再加上植被和土壤的碳密度比較低，所以決定了這3種草地類型具有最低的碳儲量[26]。

草原生態系統的碳匯格局

陸地生態系統碳庫主要包括植物碳庫、凋落物(殘落物)碳庫和土壤有機碳庫(腐殖質)。生態系統各碳庫的大小組成和規模體現了生態系統碳分配（資源分配）的格局，同時反映了植物對資源供給響應的平衡對策。碳分配的變化不僅影響到植物的生存，生長和生產，也會影響到生態系統的生物地理化學循環過程[29]。所以，研究生態系統各組成要素的碳蓄積在空間上的分布規律是碳循環研究的基礎，也是研究生態系統碳素在各碳庫之間的流通和交換的依據。為此，各國生態學家已經進行了大量的研究[19，20，27，37，38]。分析估計認為，全球陸地生態系統植物碳庫在420～830 Pg，土壤有機質碳庫在1.2×103 ～1.6 ×103Pg，凋落物碳庫在70～150 Pg。土壤碳庫也是陸地生態系統中最大的碳庫，通常地，土壤碳庫大約為大氣碳庫的兩倍[39]，因此，土壤碳庫的損失對于大氣中CO2濃度的變化具有顯著的影響。而且，全球土壤碳存儲總量也遠大于植被中的碳儲量，兩者的比例平均為3∶1，所以陸地土壤碳庫較植被碳庫在全球碳平衡中具有更重要的作用，在每個生物群系中，單位表面積上植被和土壤碳量所占比例存在著廣泛的區域差異。從熱帶森林的1∶1到北方針葉林的1∶5，草地和濕地的比率更大，所以，對于草地生態系統來說，它不具有固定而明顯的地上碳庫,其碳儲量絕大部分集中在地下土壤中[26]。這在很大程度上有力地說明了土壤碳庫在草原生態系統的碳儲量中所發揮的巨大作用。中國草原土壤碳儲量約在200～300 Pg，占到世界土壤碳儲量的30%，草原土壤代表著一個巨大的碳庫[3，40]。目前為止，草地和熱帶稀樹大草原的大部分碳量被存儲于土壤中。這些土壤碳蓄積量在長時間范圍內是穩定的。濕地的碳也幾乎完全蓄積在土壤中，由于土壤長期處于一種缺氧的狀態，所以濕地的碳主要以死有機物質(腐殖質)的形式存儲。在中國,高寒草地中95%的碳儲藏在土壤中，約占全國土壤碳儲量的49% [41]，占全國土壤有機碳儲量的23.44%，占全球土壤有機碳儲量的2.5%[42]。在通常的自然植被條件下，土壤中的有機碳儲量絕大部分直接來源于土壤上生長的植物凋落物和根系分泌物[43]。由于高寒地區低溫低蒸發這種特有的氣候特征，導致土壤中儲藏的大量有機質很難分解，從而長時間駐留在土壤中成為一個穩定的碳庫。但是隨著人類活動干擾的加劇和全球氣候變暖所帶來的水熱格局的再分配，可能對高寒草地生態系統的碳蓄積和碳收支帶來難以預測的危害。

3高寒草地生態系統面臨的危機

陸地生態系統的碳循環包括光合作用（碳匯）和呼吸作用（碳源）2個環節。森林、海洋、草原等非工業源生物呼吸作用排放的CO2量，以及由于土地利用的變化所釋放出的CO2量已經加劇了全球CO2濃度的增高。青藏高原草地面積占到世界陸地面積的1.02%，中國陸地面積的16.9%。而且，青藏高原又是亞洲大陸最大的地理形態學單位，它是世界上陸地生態系統的重要組成部分，同時也是世界上低緯度地區中擁有永久凍土層的主要區域之一[43]。這個地區廣泛分布著高寒草甸、高寒草原以及高寒沼澤，也是歐亞大陸最典型的3種草地類型之一[44]。青藏高原的草地類型擁有全國各種草地類型中最高的有機碳密度[45]，而且，高達95%的碳是儲存在土壤中。在全球氣候變暖的大趨勢下，青藏高原的氣溫也在持續上升，由于凍土的熱力敏感性很大,對全球氣候變化非常敏感，因此，寒帶地區各種生態系統將有可能成為巨大的碳排放源[46，47]，所以，這個地區在調節亞洲地區，乃至全球氣候變化中充當著非?；钴S的角色[47]。

Wang，et al[42]對青藏高原草地土壤碳庫的研究表明，青藏高原草地中土壤的有機碳儲量大約為49.00 Pg，占到中國全部土壤有機碳儲量的23.44%，占到世界土壤碳庫的2.5%。從青藏高原的占地面積和土壤碳儲量的比較來看，青藏高原的土壤碳庫在中國甚至世界上來說都是非常重要的。其實，早在20世紀80年代已經有學者意識到青藏高原在全球碳循環中的重要地位，先后開展了大量有關青藏高原地區碳循環的研究。在評價1個草地生態系統碳循環規律時，首先需要考慮碳循環的時間尺度。一般認為，在1天的時間內，白天碳被積累，夜晚碳損失。在1年的時間中，在生長季碳被積累，冬季碳被消耗[32]。然而，一些研究者對青藏高原地區的碳循環研究卻發現，當夜間土壤溫度較低時，青藏高原草地生態系統中土壤到空氣碳的凈通量為負值，表現出一種碳積累的過程[48,49]。在寒冷的冬季，青藏高原草地生態系統發揮著碳匯的作用[50,51]。產生這一現象的主要原因在于青藏高原特有的極低的土壤溫度，能夠抑制土壤微生物的活動。然而，全球大氣CO2濃度增加，溫度升高的嚴峻氣候背景下，勢必會促進青藏高原地區草地生態系統CO2的排放。已經有研究報道，在過去50年中，青藏高原平均溫度每10年上升0.45 ℃[46,47]。地表溫度的上升已經增加了季節性解凍土層的深度，甚至導致了永久凍土層的消失[52]。Wang，et al[42]研究報道，目前，每年青藏高原地區由于土壤呼吸導致的CO2排放量為1.17 Pg，這個值占到本地區草地生態系統0～65 cm土壤層有機碳儲量的3.32%，中國陸地生態系統土壤呼吸排放量的26.40%，全球生態系統土壤呼吸排放量的1.73%，其中，高寒草甸土壤每年的CO2排放占到本地區所有草地類型CO2排放總和的1/2[42]。從面積和排放量比例的角度來分析，目前這個地區的CO2排放量已經處于非常高的水平，超過了國家的CO2平均年排放量，甚至也超過了全球CO2排放的平均值。因此，密切關注青藏高原地區的高寒草地，特別是高寒草甸土壤碳庫的變化，在評估青藏高原地區生物地球化學循環對全球氣候變化的響應具有重要的科學和現實意義[53]。保護高寒草地資源將會對全球碳的保存、CO2的減排具有極其深遠的影響。

參考文獻：

[1]李熙波,楊玉盛,曾宏達,等. 城市草坪生態系統碳吸存研究進展[J]. 草原與草坪,2009(3):79-85.

[2]王娟,藺銀鼎. 城市綠地生態效應[J]. 草原與草坪,2004(4):24-27.

[3]Scurlock J M O,Hall D O. The global carbon sink:a grassland perspective[J]. Global Change Biology,1998(4):229-233.

[4]Hall D O,Scurlock J M O. Climate change and productivity of natural grasslands[J]. Annals of Botany,1991,67:(Suppl)49-55.

[5]Hall D O,Ojima D S,Parton W J,et al. Response of temperate and tropical grasslands to CO2and climate change[J]. Journal of Biogeography,1995,22:537-547.

[6]Thornley J H M,Cannell M G R. Temperate grassland responses to climate change: an analysis using the Hurley Pasture Model[J]. Annals of Botany,1997,80:205-221.

[7]Sala O E,Lauenroth W K,Burke I C. Carbon budgets of temperate grasslands and the effects of global change[C]// Breymeyer A I,Hall D O, Melillo J M,et al. Global Change:Effects on Coniferous Forests and Grasslands. Chichester:John Wiley,Sons Ltd,1996：101-120.

[8]Thornley J H M,Fowler D,Cannell M G R. Terrestrial carbon storage resulting from CO2and nitrogen fertilization in temperate grasslands[J]. Plant,Cell and Environment,1991,14:1007-1011.

[9]Parton W J,Scurlock J M O,Ojima D S,et al. Observations and modeling of biomass and soil organic matter dynamics for the grassland biome worldwide[J]. Global Biogeochemical Cycles,1993(7):785-809.

[10]Parton W J,Scurlock J M O,Ojima D S,et al. Group Members SCOPEGRAM. Impact of climate change on grassland production and soil carbon worldwide[J]. Global Change Biology,1995(1):13-22.

[11]Fisher M J,Rao I M,Ayarza M A,et al. Carbon storage by introduced deeprooted grasses in the South American savannas[J]. Nature,1994,371:236-238.

[12]Fisher M J,Rao I M,Lascano C E,et al. Pasture soils as carbon sink[J]. Nature,1995,376:473.

[13]Tate K R,Parsholtam A,Ross D J. Soil carbon storage and turnover in temperate forests and grasslands:a New Zealand perspective[J]. Journal of Biogeography，1995,22:695-700.

[14]Chen Y F,Fischer G. A new digital georeferenced database of grassland in China[R]. Interim Report IR98062. Laxenburg: International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA),1998：24.

[15]Lieth H F H. Patterns of Productivity in the Biosphere[M]. Stroudsberg,PA:Hutchinson Ross,1978：342.

[16]Long S P,Hutchin P R. Primary productivity in grasslands and coniferous forests with climate change: an overview[J]. Ecological Applications,1991(1):139-156.

[17]Prentice I C,Sykes M T,Lautenschlager M,et al. Modelling global vegetation patterns and terrestrial carbon storage at the last glacial maximum[J]. Global Ecology and Biogeography Letters,1993(3):67-76.

[18]Olson J S,Watts J A,Allison L J. Carbon in Live Vegetation of MajorWorld Ecosystems[M]. 1983：50-51.Oak Ridge:Oak Ridge National Laboratory，180.

[19]Post W M,Emanuel W R,Zinke P J,et al. Soil carbon pools and world life zones[J]. Nature,1982,298:156-159.

[20]Post W M. The global carbon cycle[J]. American Scientist,1990,78:310-326.

[21]Prentice I C. Biorne modeling and the carbon cycle.The global carbon cycle[M]. Springer Verlag: Berlin,1993:219-238.

[22]Ni J. Carbon storage in terrestrial ecosystems of China:Estimates at different spatial resolutions and responses to climate change[J]. Climate Change,2001,49:339-358.

[23]Post W M,Kwon K C. Soil carbon sequestration and landuse change: processes and potential[J]. Global Change Biol,2000,6(3):317-327.

[24]Fang J,Liu G,Xu S. Carbon pool of terrestrial ecosystem in China[C]// Wang G,Wen Y M.Monitoring of Greenhouse Gas Concentration and Emission and Relevant Processes.Bieijing：China Environmental Science Press,1996:95-101.

[25]Feng Q,Cheng G D,Mikami M. The carbon cycle of sandy lands in China and its global significance[J]. Climate Change,2001,48(4):535-549.

[26]Ni J. Carbon storage in grasslands of China[J]. Journal of Arid Environment,2002,50:205-218.

[27]Prentiee K C,Fung I Y. The sensitivity of terrestrial carbon on storage to climate change[J]. Nature, l990,46:48-51.

[28]Zinke P J,Stangenberger A G,Post W M,et al. Worldwide Organic Soil Carbon and Nitrogen Data[M]. Oak Ridge:Oak Ridge National Laboratory，1984.

[29]Fan J W,Zhong H P,Harris W,et al. Carbon storage in the grasslands of China based on field measurement s of above and belowground biomass[J]. Climatic Change,2008,86:375-396.

[30]方精云. 中國山地不同海拔下的植物多樣性模式[J]. 生物多樣性,2004,12(1):1-4.

[31]李凌浩. 土地利用變化對草原生態系統土壤碳貯量的影響[J]. 植物生態學報,1998,22(4):300-302.

[32]趙成義. 陸地不同生態系統土壤呼吸及土壤碳循環研究[D]. 北京：中國農業科學院,2004.

[33]VMcDaniel P A,Munn L C. Effect of temperature on organic carbontexture relationships in mollisols and aridisols[J]. Soil Sci Soc Am J,1985,49:1487-1488.

[34]VEditorial Committee for Vegetation of China[J]. Vegetation of China,Beijing:Science Press,1980.

[35]Hou X Y,Sun S Z,Zhang J W,et al. Vegetation Map of the People's Republic of China[M]. Beijing:Map Press of China,1982.

[36]DAHV(Department of Animal Husbandry and Veterinary,Institute of Grassland,Chinese Academy of Agricultural Sciences)CISNR(Commission for Integrated Survey of Natural Resources,Chinese Academy of Sciences)Data on Grassland Resources of China,1994,10-75.Beijing:China Agricultural Science and Technology Press,310.

[37]田中正之著，(石廣玉，李昌明譯)地球在變暖[M]. 北京：氣象出版社,1-132.

[38]Sombroke W G,Nachtergaele F O，Hebel A，et al. Dynamics and sequestering of carbon in tropical and subtropical soils[J]. AMBIO，1993,22(7):417-426.

[39]Jin F,Yang H,Zhao Q. Progress in the research of organic carbon storage[J]. Soil,2000,32(1):11-17.

[40]Batjes N H, Sombroek W G. Possibility for carbon sequestration in tropical and subtropical soils[J]. Global Change Biol,1997,3(1):161-173.

[41]鐘華平,樊江文,于貴瑞,等. 草地生態系統碳蓄積的研究進展[J]. 草業科學,2005,22(1):4-11.

[42]Wang G X,Qian J,Cheng G D,et al. Soil organic carbon pool of grassland soils on the QinghaiTibetan Plateau and its global implicatio[J].The Science of the Total Environment,2002,291:207-217.

[43]黃昌勇. 土壤科學[M]. 中國農業出版社,北京,2000.

[44]Sun H. Formation and Evolution of QinghaiTibetan Plateau[M]. Shanghai Science and Technology Press,1996.

[45]Wang S,Zhou C. Estimating soil carbon reservoir of terrestrial ecosystem in China[J]. Geogr Res,1999,18(4):349-356.

[46]Kang X. The features of climate change in the QinghaiTibetan Plateau region in the past 40 years[J]. J Glaciol Geocryol,1996,18(Suppl):281-288.

[47]Cheng G,Li P,Zhang X,et al. Influences of Climatic Changes on Snow Cover. Glaciers and Frozen Soils in China[M]. Lanzhou:Gansu Cultural Publishing House,1997.

[48]Liu Y. Preliminary study of CO2 emission from cultivated soils on the QinghaiTibetan Plateau[J]. J Nat Resoure,1998,13(2):211-218.

[49]Wang Z,Le Y,Zhang J. Preliminary study of the respiratory intensity of alpine soils[C]// Xia WA,editor.Alpine Cold Meadow Ecosystem. Lanzhou:Gansu People's Publishing House,1982:174-183.

[50]Fang J,Liu G,Xu S. Carbon cycle of Chinese terrestrial ecosystem and its global significance[C]// Wang G,Wen Y.Monitoring of Greenhouse Gas Concentration and Emission and Relevant Processes. Beijing:China Environmental Science Press,1996:129-139.

[51]Wen Y,Tang J,Shao Z,et al. Study on atmospheric CO2 concentration changes and ground surface emission impact in Waliguan Region[C]// Ding Y,Shi G.Study on Climate Changes and its Influences in China. Meteorological Press,1997:95-101.

[52]Wang S. Discussion on the permafrost degradation and the changes of the permafrost environment of QinghaiXizang plateau[J]. J Adv Earth Sci,1998,13(Suppl):65-73.

[53]宋希娟,楊成德,陳秀蓉,等. 東祁連山高寒草地生態系統N、P養分含量研究[J]. 草原與草坪,2008(6):46-49.

Preliminary analysis of carbon sequestration

of grassland ecosystem

ZHAO Na1,2,SHAO Xinqing1 ,LV Jinying1，WANG Kun1

(1. College of Animal Science and Technology,China Agricultural University,Beijing 100193,China;

2. Guyuan State Key Monitoring and Research Station of Grassland Ecosystem,Guyuan 076550,China)

篇4

廣東省深圳市龍崗區教師進修學校近年來提出了“三微”研究和微學習生態系統的概念，并針對微型課程的基本要求、制作線路圖、技術和技巧，向全區新教師和骨干教師展開了培訓，讓老師們慢慢愛上了這種自動播放，只呈現文字、音樂、畫面的表達方式。兩年來，共開發電影微課程，策略微課程、教師微課程、故事微課程、家長微課程、圖書報刊微課程等500多門，極大地豐富了微課程遠程學習平臺上的學習資源。通過在平臺上點播觀看微課程，全區近5000名教師受益。

微型課程這個術語最初出現在美國教育文獻中，是由美國依阿華大學附屬學校于1960年提出的。從其內涵及其實踐的發展來看，它最初主要是作為學科課程的“補丁”在中、高等教育階段發揮其獨特作用的，但隨著課程多樣化趨勢的日益彰顯，特別是隨著信息技術的日益普及，它已沖破學科微型課程的局限，并以基于信息技術的、更加多樣化的內容與形式廣泛運用于從初等教育到高等教育乃至教師培訓的各個階段與各個領域，成為現代課程體系中的一種新的課程形態。

我們主張開發和實施的微課程是一種在線教學視頻文件，主要針對教師專業發展，內容直接指向具體問題，關注“小現象、小故事、小策略”，主題突出，一課一事，層層剖析。由文字、音樂、畫面三部分組成，它沒有解說的聲音，在優美的輕音樂中，靜靜地閱讀文字，欣賞畫面，進而引發思考。一集微課程長度在5分鐘左右，所謂“5分鐘完成一次學習，300秒經歷一次思考”，可最大限度地利用零碎時間學習。微課程利用了網絡傳送的便捷與錄影重復利用成本低的特性，同時它的使用方便，除了網上學習，還可利用手機、微博等方式學習，也可以用于學校例會、研討會觀看或討論。微課程每一集內容相對獨立，它可獨立使用，也可嵌入學校任何課題，還可以獨立成系統，綜合使用。微課程是以主題模塊組織起來的相對獨立與完整的小規模課程，主要包括策略方法類、故事類、現象類和影視類等。

“三微”研究模式——基于微問題的教師成長新范式

1.“三微”研究模式的內涵和特征

一般認為“科研引領、自我反思”是促進教師專業成長的有效途徑，但對于大多數一線教師而言，課題研究門檻太高，自我反思缺少載體。為了真正促進教師專業發展，我們在教師培訓中，創造性地提出了“三微”研究模式——針對微問題，開展微研究，形成微成果，以此來促進教師的成長。微問題是指在研究內容上強調教育教學過程中的有價值的細小問題；微研究不需要高深的理論作支撐，而是遵循發現小問題—想辦法—解決—梳理的過程，尋求解決問題的辦法；微成果則以微課程為主要表現形式。

2.“三微”研究模式的實踐與解析

一節美術課，老師布置完繪畫任務后，要求學生30分鐘完成。當時間到了的時候，教師讓學生上臺展示自己小組的作品，于是便出現了問題：展示的同學在上面講，下面卻沒有多少人在認真聽講，他們為什么沒聽講？怎么辦？

這種課堂現象是典型的“微問題”。

在教師培訓時，針對剛才提出的美術課堂上出現的現象，許多老師指出了其中存在的問題：學生不注意傾聽、發言學生聲音小、講課的人語言不生動不吸引人、聽講的人沒有參與進來等。隨著實踐和研究的深入，老師們思考問題也變得有深度起來，就有許多老師提出了新問題：學生沒有按時畫完，說明時間管理還不行，缺少時間概念，做事前松后緊，教師沒有注意這個問題，把問題推給學生是不對的，教師要培養學生的時間管理意識。研究不能只關注表問題，而且更要注重背后的真問題！感覺又深了一步，老師們繼續在實踐中研究。當再次把這個問題拿出來討論時，老師們有了更高層次的認識：學生缺乏時間管理，教師要教會學生管理時間。

微研究正經歷著“研究—實踐—反思—再研究—再實踐—再反思”的循序漸進、螺旋上升的過程。教師們的研究水平和能力也在不斷地成長。同時，做微研究不但要“做得好”，還要“寫得好”，如何把老師們在實踐中提煉出的好經驗、好策略進行歸納、匯總和傳播，讓更多的教師受益？顯然，作為“草根化”研究，成果表現形式不能讓老師們寫長篇的報告和專業論文，利用PPT，把教師們的微策略、微故事以敘述分析、配以音樂的方式呈現出來，將這些成果“課程化”，“微課程”就產生了。

微課程是一種供教師學習的“課程”，一個借以成長的工具，更是一種教師自發的“草根”的教研方式，因為，微課程的提供者正是一線教師自己，這里沒有多少高深的理論，不用依靠“專家”，每個教師都是學習的主人，都可以通過簡單的培訓而轉變為微課程的開發者，讓自己的作品為同行提供借鑒和啟發。

構建微學習生態系統——基于微課程的教師培訓新模式

有效的培訓應該是雙方互動式的，要符合信息化時代成人的學習方式。在培訓過程中，要滿足教師學習的碎片性和交互性，就要構建即時互動的學習社區，方便學員實時在線交流，實現信息溝通，構建學習共同體。因此，我們在“三微”研究的基礎上構建了“微學習生態系統”。

1.微學習生態系統的構成

微學習生態系統主要是通過項目合作，由我們區教師進修學校建設起一個“微課程遠程學習平臺”，通過專家團隊的引領，使教師既是微課程的消費者，也是生產者，形成了生產與消費雙向循環、開放性發展的“微學習生態系統”（如下圖）。

在微學習生態系統中，學習者（全區教師）受惠于微課程遠程學習平臺上的學習資源，獲得知識增長——學習者獲取、吸納、內化學習資源中的知識營養，作為學習資源的消費者，從而形成自身的知識能力和學習體驗。學習者（全區教師）通過參加相關培訓活動逐漸成長為骨干教師，他們在引領者（專家團隊）的指導下，結合自身教學實踐，開發出有針對性的微課程，不斷創新和豐富微課程遠程學習平臺上的學習資源。在這個過程中，學習者成為知識資源的生產者，眾多學習者共同反哺學習資源，從而優化學習資源。

2.微學習生態系統的特征

第一，互動性。我們建立的微學習生態系統為參與學習共同體的教師們提供了一個自我表達的空間，一個和專家獲得連接的空間，一個討論和對話的空間，營造了相互尊重、信任、民主的互動環境，從而建構了一個能夠激發、保護學習者自主性、能動性的學習氛圍。通過交互使全區教師獲得自己興趣領域里更多的資源連接、人際連接，使他們反思和確認自己對知識、對教學的理解，從而使學習更有效的發生。

篇5

1研究方法

1.1指標權重的確定基于生態系統評價具有主觀性和客觀性兩方面的特點，我們采用主觀結合客觀的層次分析法來確定各指標的權重。層次分析法（AnalyticHierarchyProcess，AHP）是由美國著名運籌學家，匹茲堡大學Saaty教授于20世紀80年代初期提出的一種簡便、靈活而又實用的多準則決策方法，是對一些較為復雜、較為模糊的問題做出決策的簡易方法，它特別適用于那些難于完全定量分析的問題。其主要特征是，它合理地將定性與定量的決策結合起來，按照思維、心理的規律把決策過程層次化、數量化。該方法以其定性與定量相結合地處理各種決策因素的特點，以及其系統靈活簡潔的優點，迅速地在社會經濟各個領域內，如能源系統分析、城市規劃、經濟管理、科研評價等，得到了廣泛的重視和應用［6－9］?；赑SR模型建立的生態環境健康程度評價指標體系，使用層次分析法，選取唐山市2004－2012年的統計數據進行計算分析，經過數據預處理、構造判斷矩陣、一致性檢驗、計算矩陣的層次單排序和權重確定，最終給出了唐山市的生態環境健康程度綜合評價指數，并進行分析、預測。（1）數據預處理。在進行綜合評價前，需要通過數學變消除原有數據量綱和數量級的影響，即通過對所獲得的初始數據采用極差標準化方法進行標準化預處理。對于成本型指標，指標值越小越好，按公式（1）進行標準化處理；對于效益型指標，指標值越大越好，按公式（2）進行標準化處理。（2）構造判斷矩陣（正互反矩陣）。構造比較判斷矩陣是整個工作的數據基礎和依據，采用“1～9”比較標度法進行比較，用數字1～9及其倒數作為標度。1～9標度的含義：“1”表示兩個因素相比，具有相同重要性；“3”表示兩個因素相比，前者比后者稍重要；“5”表示兩個因素相比，前者比后者明顯重要；“7”表示兩個因素相比，前者比后者強烈重要；“9”表示兩個因素相比，前者比后者極端重要；“2、4、6、8”表示上述相鄰判斷的中間值。倒數表示上述相鄰判斷的中間值。若因素i與因素j的重要性之比為aij，那么因素j與因素i重要性之比為。針對某一個標準，計算各備選指標的權重；針對各指標對上一層元素的重要性，兩兩指標進行比較得出aij的值，構建出正互反矩陣A。求出特征向量W作為各指標的權重以及最大特征值λmax。本文采用Matlab軟件計算每個判斷矩陣的特征值和對應的特征向量。（3）一致性檢驗。對判斷矩陣的一致性檢驗的步驟如下：①計算一致性指標CI：②查找相應的平均隨機一致性指標RI。對n＝1，2，…，9，隨機一致性指標RI的值如表2所示。③計算一致性比例CR：CR＝CI／RI。當CR＜0．10時，認為判斷矩陣的一致性是可以接受的，否則應對判斷矩陣作適當修正。（4）權重確定。經過上述計算步驟，當各指標滿足一致性要求通過一致檢驗時，各指標權重分配見表1。

1.2生態系統健康指數的計算生態環境健康程度綜合評價指數是將壓力因子P、狀態因子S和響應因子R綜合在一起，以表征區域環境系統抗壓能力、生態環境健康程度改善狀況以及生態建設投入力度的一個綜合指數，見式（4）。式中：E是生態環境健康程度綜合評價指數；n為評價指標的個數；X′i表示相對應的第i種指標的歸一化值；Wi表示評價體系中各指標的權重。經計算，唐山市2004－2012年生態系統健康程度綜合評價指數及PSR分項指數見表3。2．5綜合評價標準對于生態系統健康等級的劃定，大多使用相對評價方法，即將若干個待評事物的評價數量結果進行相互比較，最后對各待評事物的綜合評價結果排出優劣次序。綜觀現有的研究，一般將區域生態系統健康分為5個等級：良好、較好、一般、較差、極差，以此反映從優到劣的變化。

2唐山市生態系統健康程度評價結果及預測

2.12004－2012年唐山市生態系統健康程度評價分析從PSR指標與綜合評價指標的變化趨勢來看（見圖2），2004－2012年唐山市壓力因子P出現較大波動，但總體呈上升趨勢，資源方面的壓力主要來自人口持續增長帶來的人均水資源量的減少；環境方面的壓力主要來自工業和生活污染物排放量的增加，人口密度大，受人類活動干擾嚴重；社會經濟方面的壓力主要來自耕地面積的減少，并且這也間接增加了資源方面的壓力；狀態因子S也有所波動，但總體呈上升趨勢，說明生態健康狀態在逐步好轉，投入已見成效；響應因子R穩步提升，表明唐山市在生態環境方面的投入不斷增大和環保意識的不斷增強；生態環境質量綜合評價指數呈現波動式增長，表明雖然評價年內的環境壓力不斷增加，但是在采取及時的手段后，有效地緩解了人們對生態環境質量要求的提高和經濟高速發展之間的矛盾，證明唐山市在生態建設和環境保護方面采取的政策是切實、有效的。從2004－2012年的評價結果來看，2004－2009年唐山市的生態環境處于不健康或亞健康狀態，在2010年以后才出現相對較好的健康狀態。但從PSR分項指數和綜合指數來看，唐山市的生態環境狀況并不容樂觀，綜合指數處于健康狀態的邊緣，而且資源環境壓力較大，如不采取更為有效的措施難免會使生態系統的健康狀態繼續惡化。唐山市作為河北省的經濟中心，近年來經濟迅速發展，人口持續增長，城鎮化率相應較高，土地資源越來越緊張，人口密度大，受人類活動干擾嚴重等因素導致唐山市生態系統壓力大。唐山市對自然資源消耗較多，相應的系統生態彈性度值相對較低，生態恢復力弱，區域的生態系統服務功能較低。因此，評價結果表明2004－2009年唐山市的生態環境處于不健康或亞健康狀態，與唐山市現狀較為吻合；同時由于唐山市在生態環境方面的投入不斷加大和環保意識的不斷增強，特別是在2008年以后的幾年，生態治理力度不斷加大，關停了眾多排污企業，并于2009年出臺一系列的保護規劃和限制排污意見。隨著各種保護規劃的付諸實施，唐山市的生態健康程度正在不斷好轉。

2.22013－2020年唐山市生態系統健康程度預測分析以2004－2012年生態系統健康程度指數作為原始數據，構建了GM（1，1）灰色預測模型，對唐山市2013－2020年的生態系統健康程度進行預測?；疑Ｐ偷陌l展系數a分別為0．0842、0．0092、0．0342、0．0399，適用于中長期預測［11］。求解結果見表5及圖3。在預測年內壓力因子P趨勢升高明顯，主要原因依然是人均水資源量的減少、污染物總排放量的增加、人均綠地面積的減少所帶來的資源、環境和社會經濟等方面壓力越來越大；響應因子R的上升趨勢表明生態環境質量的穩步提升仍取決于生態環境建設的持續投入；狀態因子S走勢的升高，表明在測水平的投入下，環境質量會不斷提高；生態系統健康程度綜合指數在預測年內逐年上升，表明唐山市在采取切實、有效的投入后，生態系統抵抗各方面壓力的能力不斷增強，唐山市生態系統健康狀況呈良性發展態勢。但在保持預測水平的投入的情況下，由圖3可以看出，狀態因子S的上升趨勢比較平緩，說明在預測水平上還需要采取加大環保投資和環境治理的力度，加強生態建設，增強環保意識，才能更為有效地緩解經濟高速增長所帶來的資源環境壓力與生態環境之間的矛盾。

3結語

篇6

這種環境的變化，使得企業傳統經營的思維迅速變得陳舊，今天企業的新的經營思維必須在傳統的經營管理思想上，融入企業資本運營的戰略思考，以“管理+資本”的雙重視角來重新審視一切，從新的企業商業價值的角度，來重塑競爭格局。

品牌是企業運營當中獲得競爭優勢最為關鍵的力量之一。因為在中國，信任成為商業模式最為可貴的部分，是商業可持續運營的強大動力，也是最為核心的要素，唯有品牌是構建信任的唯一手段。

而要迅速打造品牌，需要站在資本運營的角度，設計品牌在新的商業模式當中的位置和發力時機。這就需要構建品牌平臺，在平臺上建立一個基于品牌競爭的商業生態系統，圍繞品牌建立商業生態各大子系統之間的協同。

事實上，過往在創建品牌過程中，這個商業生態系統原本就存在著，但互不關聯，協同粗放，信息不對稱，效率低下，這是因為這個商業生態系統不在一個平臺上作戰，沒有價值的牽引者，相互之間的價值聯系比較松散。

讓我們不妨先看看，同繞一個企業創建產品品牌，其商業生態系統都包含哪些“物種”。在這個價值鏈上，品牌創建服務公司、廣告公司、媒介公司、渠道服務公司、設計公司、工業設計和工藝公司、公關推廣公司、明星經紀公司、管理咨詢公司、人力服務公司等等散亂在商業生態系統中，無序隨機的協同，圍繞企業創建品牌的過程，不斷組合，彼此毫不關聯，但靠著企業的勤奮，靠著中國良好的市場機會，迅速完成了突破。

中國的現實是，大部分企業善于制造，中國制造已經有著良好的商業生態，然而今天這些企業如何按照自身的優勢作為發力點，將自己放在新的可以掌控的價值系統中，完成新的華麗轉身，需要尋找到新的商業生態系統完成協同。如何將制造轉化為品牌，通過品牌來掌控新的價值鏈，這是中國大多生產型企業需要完成的市場競爭顯性命題。

未來的競爭顯然提出了更高要求，這個生態系統中，資本公司加入進來。資本服務者帶來了企業品牌創建者最為稀缺的資源――資本。資本要求的回報，就是企業必須走向資本市場上，從而通過資本市場的放大價值退出，實現上述生態系統參與的價值。

也就是說，上述商業生態系統，較之過去，多了一個資本服務者，這樣的一個新物種的出現，改變了過去商業生態系統的經營法則，無論企業的經營者承認還是不承認這種現實，它都是存在著的，這是大勢，企業經營者必須改變自己的經營思路，迎合這種變化。

迎合這種變化，就是企業的經營者從品牌創建的那一天起，就要識別大局大勢，帶上資本的思維，整合生態系統上的服務者，形成一個平臺，協同服務。同時，企業的經營者通過這種識別，打開戰略眼光，布局未來。

篇7

1．1供試材料供試洛克沙胂含As28．5%(廣州市惠華動物保健品公司)。供試底泥采自華南農業大學校園池塘，采用多點采樣法，每個樣點采集底泥1kg。風干后將多個樣點的底泥樣品混合、粉碎、過2mm篩，備用。底泥基本理化性質為:pH，4．69;總砷，1．41mg•kg-1;有機質，42．3g•kg-1;全氮2．78g•kg-1;全磷，0．42g•kg-1。

1．2試驗設計試驗在華南農業大學玻璃溫室內進行。采用玻璃水族箱模擬水生態系統，水族箱容積為65L(0．6m×0．3m×0．4m)。試驗開始前，于水族箱底部均勻鋪上約5cm厚的底泥(重量7kg)，然后緩慢加入50L自來水，待水體穩定7d后，加入適量的KNO3、NaH2PO4和NaHCO3，使水體全氮和全磷濃度分別為1mg•L-1和0．1mg•L-1，達到中富營養水平。模擬水生態系統在自然光照件下穩定30d后，向每個水族箱放入40g金魚藻及20尾個體均一的鯽魚(每尾60±2g)，再次平衡7d后，加入不同用量的ROX，使水生態系統初始ROX濃度分別達到10、20、40、80和160mg•L-1，以不加ROX的處理為對照。試驗共設6個處理，每處理三個水族箱，即三次重復。試驗期間，水溫23±2℃，每隔3天用自來水補充蒸發失水。分別于ROX加入水體后的0、2、4、8、16和32d動態采集底泥樣品;于0、2、4、8、16和21d采集鯽魚樣品，前5次采樣中每次采集3尾鯽魚用于分析，第6次采集全部剩余5條鯽魚。

1．3分析測定指標及方法水樣、底泥、金魚藻和鯽魚樣品中總砷含量均采用二乙基二硫代氨基甲酸銀比色法［16］(最低檢出濃度0．007mg•L-1，測定上限濃度0．05mg•L-1)進行測定。鯽魚以整個魚體為樣品測定總砷含量。底泥細菌、放線菌、真菌、氨化細菌及反硝化細菌數量測定均采用《污染控制微生物學實驗》中相關方法。其中，細菌總數測定采用平板傾注混合法(牛肉膏蛋白胨瓊脂培養基)，放線菌總數測定采用平板計數法(高氏一號培養基)，真菌總數測定采用平板計數法(查氏培養基)，氨化細菌總數測定采用酒石酸鉀鈉硝酸鹽培養基MPN法測定，反硝化細菌總數測定采用MPN法(酒石酸鉀鈉硝酸鹽培養基)。

1．4數據分析采用excel2010和SAS10．1軟件對數據進行方差分析。

2結果與分析(Resultsandanalysis)

2．1水體和底泥砷含量動態變化外源ROX進入水生態系統后水體砷變化動態如表1所示。對照處理未檢出砷，ROX處理的水體砷含量隨ROX用量增加而顯著增加。其中，160mg•L-1ROX處理的水體砷含量達到80．2～116．5mg•L-1。隨培養時間延長，水體砷含量總體呈降低變化。第32天，各ROX處理的砷濃度較相應0d的降幅為31．2%～62．4%。水體中砷濃度的降低除揮發損失外，可能與其向其他介質中轉移、分配有關。底泥總砷含量隨ROX用量增加而顯著增加(表1)。其中，160mg•L-1ROX處理的底泥總砷含量是對照處理的40．1～110．0倍。隨暴露時間延長，不同用量ROX處理的底泥總砷含量呈增加趨勢。20～160mg•L-1ROX處理下，試驗末期(第32天)砷含量較初始含量(第1天)增幅為7．9%～94．0%。對照和10mg•L-1ROX處理的底泥砷含量變化較小。底泥砷含量變化結果表明，添加的外源ROX從水體向底泥進行轉移和分配。

2．2鯽魚和金魚藻砷含量動態變化對照處理鯽魚體內未檢出砷(圖1A)，不同濃度ROX處理的水體中鯽魚體內均出現明顯的砷蓄積現象。試驗初始(0d)，10～80mg•L-1ROX處理的鯽魚體內砷含量在0．37～0．97mg•kg-1，而160mg•L-1ROX處理下鯽魚砷含量高達11．36mg•L-1，且此處理的鯽魚均于試驗第1天全部死亡。隨暴露時間延長，10～80mg•L-1ROX處理的水生態系統中鯽魚體內砷含量明顯增加，并在試驗第21天，鯽魚均出現不同程度的毒性反應，部分處理出現死魚現象?；诟魈幚黹g分析比較需要，于21d對所有處理鯽魚全部進行收集與分析。試驗結果說明，水生態系統添加的外源ROX從水體向鯽魚體內發生了轉移和分配，并最終導致鯽魚出現砷中毒現象?；谒鷳B系統生態平衡及鯽魚生長需要，僅于試驗末期進行金魚藻采集與砷累積量的分析，結果如圖1B所示。對照處理的金魚藻累積的砷含量較低，為1．71mg•kg-1。外加不同濃度ROX顯著增加金魚藻砷累積量，且隨ROX添加量增加而顯著升高。其中，10mg•L-1ROX處理下金魚藻砷含量為398．1mg•kg-1，160mg•L-1ROX處理的金魚藻砷含量高達1538．91mg•kg-1，是10mgL-1處理的900倍。整個試驗期間，不同濃度的ROX處理下，金魚藻未表現出明顯的毒性癥狀，說明金魚藻具有較強的砷耐受能力。

2．3ROX對底泥微生物的影響試驗期間水生態系統底泥真菌數量變化如圖2A。各處理底泥真菌數量隨暴露時間延長總體呈下降趨勢。第32天，各處理底泥真菌數量在0．02×104～0．27×104間，相比試驗初期降幅在83．7%～99．7%之間，說明在厭氧環境下，底泥中真菌的生長受到顯著抑制。與對照相比，ROX處理的底泥真菌含量隨ROX濃度增加而明顯降低，說明ROX對底泥真菌生長具有抑制作用，且存在濃度和時間效應。底泥細菌含量動態變化如圖2B所示。對照和10mg•L-1ROX處理的底泥細菌數量在培養的第2天出現顯著增加，說明短時間內底泥細菌對厭氧環境及低濃度ROX具有積極響應。隨著暴露時間延長，不同ROX處理下底泥細菌數量明顯降低，培養末期細菌數量較起始階段降低88．6%～97．7%?？傮w上，長時間暴露后，ROX對底泥細菌生長具有較強的抑制作用。底泥放線菌分析結果(圖2C)顯示，培養期間，低濃度ROX(10mg•L-1)處理的底泥放線菌數量為44．97×104～988．77×104，明顯高于對照處理(8．16×104～202．95×104)，說明適宜的ROX濃度對放線菌的生長具有一定的促進作用。其他ROX處理的底泥放線菌數量在培養第4d均大幅降低，培養第8天，放線菌數量又出現明顯增加，之后至培養結束總體呈降低變化。這一現象說明，隨ROX濃度升高，其對底泥放線菌生長的促進效應具有階段性。底泥中兩種氮轉化微生物分析結果如圖2D和E所示。ROX處理的底泥反硝化細菌數量(圖2D)隨暴露時間延長總體呈降低趨勢，培養第32天反硝化細菌數量在0．28×104～22．1×104間，較初始階段降低64．2%～98．3%，而不加ROX的對照處理在培養末期底泥反硝化細菌數量顯著增加1168倍。試驗結果說明，反硝化細菌作為一種兼厭氧性微生物，在底泥這種厭氧環境下，其生長被促進，而添加外源ROX顯著抑制了反硝化細菌的生長。底泥氨化細菌的分析結果(圖2E)顯示，試驗起始，高量ROX(80和160mg•L-1)處理的底泥氨化細菌數量明顯較高，均達到600×104，高于其他處理9倍之多。其他濃度的ROX處理下，底泥氨化細菌數量在培養的第8天均出現明顯增加，其中40mg•L-1ROX處理的底泥氨化細菌達517．5×104，之后明顯降低。試驗結果說明，底泥氨化細菌受ROX濃度影響較大，高濃度ROX在試驗初期可顯著促進氨化細菌生長，而10～40mg•L-1ROX對氨化細菌生長的促進效應出現在第8天。

3討論(Discussion)

3．1水生態系統中砷的分配特征研究顯示，洛克沙胂作為一種環境污染物對水生態系統具有毒性效應。本文中，外源ROX進入水體明顯增加水體砷含量，但隨時間推移，水體砷濃度雖逐漸降低(表1)，并不能說明水生態系統砷污染及其毒性效應隨之降低。針對水體生物及非生物介質砷含量的分析表明，底泥(表1)、鯽魚和金魚藻(圖1)砷含量隨ROX暴露時間及其濃度增加均呈明顯增加趨勢，說明水體砷向其他生物及非生物媒介中進行了轉移和分配，并表現出明顯的劑量-時間效應特征。ROX的生態毒性可從高濃度ROX(160mg•L-1)處理下鯽魚的快速死亡現象得到驗證。ROX主要通過抑制鯽魚肝臟、腎及鰓細胞的Na+-K+-ATP酶活性并導致腎DNA損傷等對鯽魚產生毒性效應。薛培英［20］研究表明，金魚藻地上部具有較強的As富集能力，在10μmol•L-1As溶液中暴露4d后，砷富集量＞1000mg•kg-1。本文中，金魚藻在10～160mg•L-1ROX溶液中暴露32d后，As累積量達到398．1～1538．9mg•kg-1，但并無明顯的毒害癥狀，說明金魚藻對砷具有一定的耐性，可作為砷污染水體凈化植物。水體底泥是外源ROX的重要蓄積庫，ROX進入底泥后主要以物理吸附為主［13］。本試驗中，水生態系統底泥砷含量隨外源ROX濃度增加及培養時間延長逐步增加(表1)，說明底泥蓄積了一定量的砷。研究顯示，ROX在底泥土壤中的降解是微生物主導的生物降解過程［21］。針對農田溝渠底泥中ROX及其代謝物的研究表明，在底泥的厭氧環境下，細菌可促進ROX主要的無機代謝物之一—As(V)還原為另一種代謝物—As(Ⅲ)，并使As(V)甲基化形成二甲基砷。通常，ROX原形毒性較低，而轉化為無機砷的ROX代謝產物毒性較強。本文中，水體底泥的厭氧環境導致其蓄積的ROX可能發生一系列的生物、化學轉化和降解，生成毒性更強的無機砷，從而對水生生物如鯽魚等造成毒害效應。

篇8

1材料與方法

1.1監測內容和方法內容包括：水文指標（流速和流量等）、水質指標（CODMn、BOD5、氨氮和總磷），以及水生生物指標（浮游植物、浮游動物和底棲動物的物種數、生物量）。監測方法：參照水和廢水分析方法（第四版）［4，5］，以及微型生物監測新技術，對河流水質和生物指標進行監測。監測時間和斷面：2003－2013年的水質數據來自于深圳市環境監測站，在流域上、中和下游設計有4個監測站；2003年的浮游植物和浮游動物數據來自于文獻［6］；2006年和2013年的底棲動物，以及2013年的浮游植物和浮游動物來自于本項研究。以2003年數據分別作為河流整治前的背景值，以2013年數據作為現狀值。

1.2樣品采集與分析（1）浮游植物樣品的采集和分析。浮游植物用采水器取河流中間水體以下0．5m處混合水樣1L，用Lugol＇s碘液固定，并根據藻類數量沉淀濃縮至20～50mL，作定量計數用；定性樣品用孔徑為64μm的浮游植物網拖網過濾獲得，用濃度為5％的甲醛固定。標本的觀察在OlympusBX－41研究型顯微鏡下進行。定性樣品在10×40倍下直接觀察鑒定，藻類的鑒定主要依據胡鴻鈞和魏印心［5］的介紹的方法。將定量樣品搖勻后取0．1mL于特定浮游植物計數框內計數，計算結果以每毫升水中藻類細胞數表示。對浮游植物計數的同時，測量個體的大小。浮游植物的濕重通過測定體長和體寬，采用近似幾何體積公式計算。（2）浮游動物樣品的采集和分析。原生動物和輪蟲定量樣品與浮游植物共用，甲殼類浮游動物定量樣品用25號（64μm）浮游生物網拖網1～2m距離，浮游動物樣品用5％甲醛固定。樣品在顯微鏡和解剖鏡下鏡檢進行種類鑒定，經過濃縮后計數。對浮游動物計數的同時，測量每個個體的大小。其中，輪蟲的濕重通過測定體長和體寬，采用近似幾何體積公式計算；甲殼類的濕重則通過測定體長，采用體長和體重的幾何異速方程計算。（3）底棲動物樣品的采集和分析。底棲樣品定性采用三角拖網，定量采用彼得遜采泥器，使底樣傾入桶內，經40目分篩篩去污泥濁水后，把篩內剩余物裝入塑料袋中帶回實驗室。為防止樣品中的軟體動物斷體，并脫水和收縮，在現場加入1％甲醛進行固定。搖蚊幼蟲分類加甘油進行制片鏡檢。所有樣品在顯微鏡和解剖鏡下鏡檢，進行種類鑒定，經過濃縮后計數。底棲樣品生物量采用直接稱重法。

1.3計算方法相關研究表明，應用指示生物類群可以較好地反映河流狀況，其中浮游生物、底棲大型無脊椎動物和魚類為使用較多的類群。因此，利用Shannong－Weaver多樣性指數來衡量浮游植物和動物的多樣性，以及GBI指數來衡量底棲動物的多樣性。并應用生態需水來評估河流的水文系統恢復情況。

2結果與分析

2.1河流生態需水評估龍崗河流域2006、2013年的徑流量，以及流域最小生態需水標準如表1所示。在河流治理以前（2006年），龍崗河的枯水期徑流量滿足不了最小生態需水的要求，平水期因數據缺乏無法評估。在河流治理以后（2013年），因進行了河流生態補水，即使在枯水期也基本滿足河流最小生態需水的要求，而平水期的徑流量達到較好的水平。

2.2河流水質變化趨勢評估圖1為2003－2013年龍崗河流域水質指標的變化趨勢。由圖1可知，從2003－2013年，CODMn、BOD5、NH4－N、TP均呈現下降的趨勢，相比治理前（2003－2009年），治理后（2010－2013年）的河流水質比治理前（2003－2009年）有了極大的好轉；4個主要水質指標的下降趨勢略有差異，如2013年河流水體的CODMn、BOD5、NH4－N、TP分別僅為治理前的50％、20％、27％、25％；河流主要指標的絕對值仍然較高，特別是NH4－N仍是劣Ⅴ類水質水平。總的來說，龍崗河治理取得了較好的水質改善效果，但以污水處理廠尾水為補水水源，也導致水體的NH4－N和TP值仍然偏高，與水生態健康以及界河治理的要求相比還有一定的

2.3生物指標變化趨勢表2為2003－2013年龍崗河浮游植物、動物和底棲動物多樣性指數。由表2可知，治理前后的浮游植物多樣性指數分別為1．90～1．97、1．01～1．37，浮游植物多樣性略有下降；治理前后的浮游動物多樣性指數分別為0．96～1．16、0．34～2．21，浮游動物多樣性略有增加，但空間差異性增大；治理前后的底棲動物多樣性指數分別為0～0．67、0．01～0．31，底棲動物多樣性指數略有下降。以上研究結果與文航等［7］的發現相似，他們在在滇池入湖河流生物監測的發現底棲動物3門7科8屬，且以水蚯蚓為優勢種，表明兩地河流均受到較為嚴重的污染。張明娟等［3］在甌江生態修復示范段進行了研究，其底棲動物生物多樣性要明顯好于龍崗河?？偟膩碚f，龍崗河治理后，水生生態系統尚無明顯的好轉，這可能與河流修復時間較短，水生態系統尚不穩定有關外，可能還與河流生態補水水質不高有關。

3結語

篇9

以遼河保護區七星濕地為研究對象，采用主成分分析法與相關性分析法篩選濕地生態系統健康評價指標，構建了由化學需氧量（CODMn）、總磷（TP）濃度、氨氮（NH3N）濃度、葉綠素a（Chla）濃度、溶解氧（DO）濃度5個指標構成的濕地生態系統健康綜合評價指標體系，以表征濕地生態系統的水環境質量、水生生物和棲息地環境質量特征；運用綜合指數法對七星濕地生態系統健康狀況進行評價。結果表明：七星濕地13個采樣點中，6個為亞健康等級，6個為一般病態等級，1個為疾病等級；七星濕地總體生態系統健康狀況為亞健康等級。

關鍵詞

遼河保護區；七星濕地；生態系統健康；主成分分析；綜合指數

濕地是地球上水生與陸地生態系統的過渡區，具有物產豐富、水量平衡、滯納洪水、調節局地氣候、去除污染物、提供野生生物棲息地、休閑旅游和維護區域生態平衡等重要功能，與森林、海洋一起并稱為全球三大生態系統。濕地是自然界富有生物多樣性和較高生產力的生態系統，具有巨大的生態、經濟和社會效益。隨著濕地系統的急劇減少，引發了一系列生態環境問題。

國內外學者從生態學、地貌學、地理學、水文學、環境學以及經濟學等方面對濕地生態系統進行了多方面的研究，濕地生態系統健康評價是其中的研究熱點之一。如Parker等建立了考慮棲息地大小、植被覆蓋率、生境多樣性和植物組成的濕地快速健康評價指標體系，對棲息地的狀態進行評價；Spencer等建立了從濕地、土壤、邊緣植物（fringingvegetation）、水生植物和水質4個方面的快速評價永久性漫灘濕地健康狀況的指標體系，對澳大利亞東南部的WrrayDarling盆地內永久性漫灘濕地健康狀況進行評價，并與長期實測值進行對比；崔保山等分別建立了濕地、湖泊生態系統建康評價指標體系，對濕地、湖泊生態系統健康進行評價；高陽等建立了以自然狀態河段為本底，基于河道濕地緩沖帶復合指標的京郊河溪近自然生態評價體系，對位于北京懷柔區二級水源保護區內的懷九河進行了分段近自然生態評價。濕地是遼河保護區生態系統中最重要的組成部分，發揮著遏制河道斷流和濕地萎縮、維持河流和濕地的正常生態功能、保護水環境質量和生態平衡、實現流域水資源和水環境的可持續利用等重要作用。通過科學地分析濕地的生態功能，對濕地生態現狀做出客觀正確的評價，以期為制訂合理的濕地保護對策提供依據。

1研究區域

1、1研究區域概況七星濕地位于遼河保護區中部，是典型的支流河口濕地，用于阻控西小河、萬泉河、羊腸河及長河等4條支流中的污染物，凈化支流來水，減輕遼河干流污染負荷，也是遼河保護區管理局重點建設的大型支流匯合口濕地，在遼河保護區內具有典型性和示范作用。遼河保護區七星濕地建設工程位于遼寧省沈陽市沈北新區黃家街道北部，毗鄰遼河石佛寺水庫。項目借助自然河道水系，在萬泉河、西小河、羊腸河及長河4條河流回流的下游修建2座鋼壩閘和1座溢流壩，攔蓄河水。目前已形成濕地面積667hm2，水深15m，蓄水量1000萬m3。

1、2樣品采集與分析研究區域內共布設13個采樣點（圖1），于2012年8—10月開展七星濕地生態系統健康野外調查與監測，每月監測1次，對采集的樣品進行水溫、pH、化學需氧量（CODMn）、氨氮（NH3N）濃度、硝氮（NO3N）濃度、亞硝氮（NO2N）濃度、電導率（EC）、總磷（TP）濃度、葉綠素a（Chla）濃度、溶解氧（DO）濃度、氧化還原電位（ORP）等監測，結果見表1?，F場采樣和實驗室內分析均參照《水和廢水監測分析方法》進行。

2濕地生態系統健康評價模型

2、1候選指標的篩選方法利用主成分分析（principalcomponentanalysis，PCA）對候選評價指標進行主成分提取。根據提取主成分個數累計方差＞70％的原則，按照最大方差旋轉法（varimax），保留旋轉因子載荷值為04左右的指標作為下一步待篩選指標；對余下的候選指標進行正態分布檢驗，符合正態分布的指標采用Pearson相關分析，不符合正態分布的指標采用Spearman秩相關分析；最后根據顯著性水平確定指標間的相關程度。結合指標實際重要程度，選取其中相對獨立和重要的指標作為評價指標，上述分析過程在SPSS190統計軟件中完成。

2、2綜合指數法綜合指數法是常見的多指標綜合評價法，通過將調查分析得到的數據與標準值或參照值進行比照，轉化成量化值，然后加權合成，得到濕地生態系統健康的綜合指數值。根據總指數的分級數值范圍，確定濕地生態系統的健康等級。

3七星濕地生態系統健康評價

3、1指標體系的建立

3、1、1候選指標體系的組成在遵循完整性、代表性、可操作性、可行性、定性和定量，并對人類干擾有明顯的響應關系，且能夠全面反映七星濕地生態系統健康的不同特征屬性的原則下，選取能夠反映水環境質量、水生生物特征及棲息地環境質量的11個特征指標作為七星濕地生態系統健康評價的候選指標。其中，反映水環境質量狀況指標8項，包括水溫、pH、化學需氧量CODMn、NH3N濃度、NO3N濃度、NO2N濃度、EC、TP濃度；反映水生生物特征指標1項，為Chla濃度；反映棲息地環境質量指標2項，包括DO濃度、ORP。

3、1、2指標篩選對11項指標進行主成分分析，按照積累方差貢獻率＞70％的原則提取3個主成分（表2）。O第一主成分包括pH、ORP、DO濃度；第二主成分包括EC、NH3N濃度、Chla濃度；第三主成分包括CODMn、TP濃度。由于pH在各采樣點波動較小，ORP與DO濃度顯著相關，EC與TP濃度顯著相關，根據實際情況，保留DO濃度、NH3N濃度、Chla濃度、CODMn、TP濃度5項指標為七星濕地生態系統健康評價的核心指標。其中，水環境質量由NH3N濃度、CODMn、TP濃度構成；水生生物特征由Chla濃度構成；棲息地環境質量由DO濃度構成。

3、2濕地生態系統健康評價

3、2、1指標權重的確定通過每項指標對應的主成分的特征值、方差貢獻率、累計方差貢獻率以及初始載荷值，計算各指標的權重。

3、2、2評價等級和標準的確定依據GB3838—2002《地表水環境質量標準》構建七星濕地生態系統健康評價標準，見表4。七星濕地生態健康綜合評分等級，見表5。

3、2、3七星濕地生態系統健康評價依據評價標準，根據五分法對各指標進行評分；通過加權平均法計算各指標分值；為便于區分采樣點間得分的差異，將各指標加權平均后的得分乘以20，使5項指標的分值介于0～20，計算得到濕地生態系統健康綜合評分，滿分為100分。將分值劃分為0～20、＞20～40、＞40～60、＞60～80和＞80～100共5個等級，分別代表河流水生態系統的疾病、一般病態、亞健康、健康和很健康等級狀況（表5）。七星濕地生態系統健康評價結果詳見表6。2＃與7＃采樣點的濕地生態系統健康狀態不佳的原因在于分別受萬泉河與長河水質的影響，萬泉河與長河的匯入，給濕地帶來了大量的工業廢水和生活污水，其水中CODMn、NH3N和TP的濃度遠超出地表水Ⅴ類水質標準（GB3838—2002），使得濕地水環境質量處于不健康水平，從而導致健康水平的下降。9＃采樣點濕地生態系統健康狀態不佳主要是受長河水質的影響，水中TP和Chla濃度較高，會在一定程度上促使水體中藻類生長相對旺盛，使水體呈富營養化趨勢，造成了生物多樣性在一定程度上的減少和水環境質量的下降，從而導致健康水平的下降。相反，污染物經過濕地內部的凈化作用，在濕地出口處濃度明顯降低，12＃與13＃采樣點的濕地生態系統健康狀態較好。通過遼河保護區濕地恢復與建設工程的不斷深入，七星濕地生態系統健康狀況將會不斷改善。

4結論

（1）通過主成分分析與相關性分析，從11個候選指標中篩選出5個指標，所建立的綜合指標體系能夠從水環境質量、水生生物特征、棲息地環境質量方面反映遼河保護區支流匯入口人工濕地生態系統健康狀況。因此，根據人工濕地的不同類型，可選取化學需氧量（CODMn）、總磷（TP）濃度、氨氮（NH3N）濃度、葉綠素a（Chla）濃度、溶解氧（DO）濃度作為遼河保護區濕地生態系統管理策略優選模型。（2）采用綜合指數法對七星濕地生態系統健康狀況進行評價，13個采樣點中，6個為亞健康等級，6個為一般病態等級，1個為疾病等級。七星濕地總體生態系統健康狀態為亞健康等級。（3）七星濕地重要支流河的匯入，為濕地帶來大量的工業廢水和生活污水，水體中營養物濃度較高，CODMn、NH3N和TP濃度超出地表水Ⅴ類水質標準（GB3838—2002），河流水環境質量和生境受到較為強烈的干擾，應在河流兩岸加強植被緩沖帶建設。

5展望

（1）七星濕地生態系統健康評價僅根據2012年豐水期的調查和監測數據完成的，還應對不同水期進行長時間定點調查與監測，進而對七星濕地生態系統健康進行分期與分類評價，以確定遼河保護區濕地生態系統管理目標，為遼河保護區濕地生態系統管理提供技術保障。（2）濕地毗鄰河流，水體污染等水環境效應對濕地功能、結構等影響顯著。反過來，濕地系統能夠去除河流中污染物等功能對河流系統也有顯著作用。因此，在科學評估濕地生態系統健康的前提下，采用最節能環保的方式，最大限度地減少對濕地的干擾性、破壞，適度有序地發揮濕地的多種功能。

參考文獻

［1］牛，劉賢德，張宏斌，等．黑河流域中上游濕地生態功能評價［J］．濕地科學，2007，5（3）：215220

［2］PAKERK，HEADL，CHISHOLMLA．AconceptualmodelofecologicalconnectivityintheShellharbourLocalGovernmentArea，NewSouthWales，Australia［J］．LandscapeandUrbanPlanning，2008，86（1）：4759

［3］SCARDIM，CATAUDELLAS，DATOPD．Anexpertsystembasedonfishassemblagesforevaluatingtheecologicalqualityofstreamsandrivers［J］．EcologicalInformatics，2008，3（1）：5563

［4］崔保山，楊志峰．濕地生態系統健康研究進展［J］．生態學雜志，2001，20（3）：3136

［5］胡會峰，徐福留，趙臻彥，等．青海湖生態系統健康評價［J］．城市環境與城市生態，2003，16（3）：7175［6］高陽，高甲榮，李付杰，等．基于河道濕地緩沖帶復合指標的京郊河溪生態評價體系［J］．生態學報，2008，28（10）：51495160

［7］郅二銓．遼河保護區七星濕地凈化效果及其機理研究［D］．北京：北京師范大學，2013

［8］隋志男，郅二銓，姚杰，等．三維熒光光譜區域積分法解析遼河七星濕地水體DOM組成及來源［J］．環境工程技術學報，2015，5（2）：114120

［9］趙偉偉，段亮，宋永會，等．遼河保護區七星濕地磷的空間分布特征［J］．環境工程技術學報，2014，4（2）：121128

［10］徐微雪，段亮，宋永會，等．遼河保護區七星濕地表層水與間隙水中氮的時空分布［J］．環境工程技術學報，2014，4（1）：4045

［11］郅二銓，宋永會，段亮，等．遼河保護區七星濕地水質評估及模型模擬［J］．環境科學學報，2015，35（6）：17521758

［12］馮新偉，彭劍峰，宋永會，等．遼河保護區支流河口濕地構建［J］．環境工程技術學報，2014，4（1）：1317

［13］國家環境保護總局．水和廢水監測分析方法［M］．4版．北京：中國環境科學出版社，2002

［14］JONATHONS．ATutorialonprincipalcomponentanalysis［J］．InternationalJournalofRemoteSensing，2014（4）：5160

［15］PATRAS，ACHARYASK．DimensionreductionoffeaturevectorsusingWPCAforrobustspeakeridentificationsystem［C］??IEEEInternationalConferenceonRecentTrendsinInformationTechnology．Kunming：IEEE，2011：2832

［16］JOHNSONDE．Appliedmultivariatemethodsfordataanalysis［M］．Beijing：HigherEducationPress，2005

［17］高惠璇．應用多元統計分析［M］．北京：北京大學出版社，2005

［18］王學民．應用多元分析［M］．上海：財經大學出版社，2004

［19］陳仁杰，錢海雷，闞海東，等．水質評價綜合指數法的研究進展［J］．環境與職業醫學，2009，26（6）：581584

［20］KHANNAN．Measuringenvironmentalquality：anindexofpollution［J］．EcologicalEconomics，2000，35（2）：191202

［21］白詳，韓志全．艾比湖濕地生態系統健康評價研究［J］．林業資源管理，2014（6）：9194

［22］SWAMEEPK，TYAGIA．Describingwaterqualitywithaggregateindex［J］．JournalofEnvironmentalEngineering，2000，126（5）：451455

［23］韓小孩，張耀輝，孫福軍，等．基于主成分分析的指標權重確定方法［J］．四川兵工學報，2012，33（10）：125

［24］張文霖．主成分分析在滿意度權重確定中的應用［J］．市場研究，2006（6）：1822

［25］國家環境保護總局．地表水環境質量標準：GB3838—2002［S］．北京：中國環境科學出版社，2002

［26］孫雪嵐，胡春宏．關于河流健康內涵與評價方法的綜合評述［J］．泥沙研究，2007（5）：7480

［27］李法云，呂純劍，魏冉，等．遼河典型支流水生態功能三級區水生態系統健康評價［J］．科技導報，2013，32（1）：7077

［28］李亞男．湖庫生態安全綜合評估：以浙江省六大重點水庫為例［D］．杭州：浙江大學，2014

［29］金相燦，王圣瑞，席海燕．湖泊生態安全及其評估方法框架［J］．環境科學研究，2012，25（4）：357362

篇10

隨著全球氣溫變暖，經濟和技術的發展，三江平原濕地開發加劇，生態系統受到嚴重破壞，并影響到了整個地區的可持續發展。為保護濕地生態系統，文章主要從生命系統和非生命系統兩個層面對生態系統中的物質循環和能量流動變化保護進行闡述。根據《全國濕地保護工程規劃(2002—2030年)》的要求，針對退化區域，從生態恢復技術與方法的角度，加強了濕地資源進行可持續利用、以保證人與自然和諧相處、加強生態保護措施，為實現濕地的生態文明建設提供保障。

關鍵詞:

三江平原;濕地;生態系統;物質循環;能量流動;生態保護

1概述

濕地是水陸相互作用強烈的生態系統，主要包括天然或人工的沼澤地、泥炭地及水域地帶。作為一種水陸過渡帶的重要生態系統，以其特殊的組成和結構發揮著涵養水源、削峰滯洪、調節氣候、凈化污染物、保持水土、存儲碳庫、為物種提供棲息地等重要的資源環境等保護作用。三江平原是我國東北地區三大平原之一，是國家商品糧重要產地，由黑龍江、松花江、烏蘇里江以及興凱湖沖積湖積形成的低平原，土地總面積約1088萬hm2。蘊藏著豐富的生物資源，形成了我國獨特的平原區沼澤濕地生態系統，是我國物種多樣性豐富的沼澤濕地之一［1］。建國初期，為了解決人民溫飽問題，在三江平原進行了大面積墾荒，濕地發生退化，并引發了一系列環境問題。到20世紀末，三江平原面臨著近78%的天然沼澤地退化或喪失，生態功能下降［2］;生物群落生存受到人類活動的強烈干擾［3］。研究三江平原濕地生態系統保護，加強三江平原生態保護措施，對濕地資源進行可持續利用，實現濕地的生態文明建設有著重要的意義。

2三江平原沼澤濕地形成的地理條件

沼澤濕地的形成與平坦地貌特別是與負地形有密切關系，三江平原新構造運動以下沉為主，海拔高度一般在40～60m，地勢低平，坡降很小為1/5000～1/10000，構成主體地貌類型是一級堆積階地和高低河漫灘，其上廣泛分布各種形狀的低洼地，為三江平原沼澤濕地的發育和形成提供了良好的地貌條件。三江平原屬溫帶濕潤半濕潤季風氣候，區內降水量年內分配不均，多集中于夏、秋兩季，秋季氣溫下降，大量水分來不及排除，被凍結在地表或土壤層中，水分以固體狀況保存下來，致使翌年春季解凍，導致地表積水或過濕，加之凍結期長，凍層厚，地面物質組成以第四紀黏土亞黏土為主，土質黏重，滲透能力微弱，同時地面植物根系盤結深厚達30～80cm，阻滯了地表逕流的排泄，使地表過度潮濕或積水，為沼澤濕地形成提供了充足的水分條件。

3三江平原濕地生態保護研究

濕地生態系統將陸地生態系統與水域生態系統中的物質循環、能量流動以及信息傳遞互相聯系起來的，是地球表層生態系統的重要環節〗。濕地生態系統包括生命系統(植物、動物和微生物等生命有機體)和非生命系統(水體、土壤、無機元素及有機元素)。合理地化生物多樣性以及建立非生命生態系統保護評價指標是目前濕地生態系統多樣性保護中的熱點和關鍵點。

3.1生命系統保護研究

生物多樣性保護是濕地生態系統提供的一項重要的生態服務功能［5］，大多以物種生存為對象，而后強調保護生態系統的途徑［6］，包括與生命系統能量流動相關的保護問題、與生命系統養分循環相關的保護問題、保護生物多樣性途徑等。不同領域的學者對此展開了一系列的研究，從經濟學的角度，魏強等［5］通過靜態和動態層面定量表達生物量多樣性保護價值，從而提高人類和社會的生態系統保護意識。從景觀學的角度，施建敏等［7］利用殘存濕地斑塊特征討論對物種多樣性的影響，發現生物破碎化與物種多樣性有直接的影響。從生態學的角度，根據生物多樣性能夠指導評價生態脆弱性。劉振乾等［8］依據生態特征和發展演化規律選擇評價指標，并利用綜合指數法評價濕地生態脆弱性。對生物多樣性保護主要集中在生物多樣性的豐富程度及生命系統與生態之間的關系。生物多樣性研究側重于動、植物豐富程度。加強濕地生態與動植物之間關系的研究是當前的趨勢，主要是利用一些經驗公式或者模型對動植物多樣性進行保護。以植物與生境的關系為切入點，運用GAP分析方法，分析濕地植物多樣性保護現狀;采用Levins公式對三江平原沼澤濕地植物群落的優勢種群生態位寬度和生態位重疊值進行了劃分［9］。在動植物研究中常用的方法是調查研究，定點調查不同群落類型的β多樣性，揭示沼澤地植被演替機制［10］。也有針對三江平原環型濕地土壤—植被—動物水平結構與垂直結構功能研究［11］。浮游植物群落結構和多樣性是反映水環境狀況的重要指標［12］。同時，土壤動物是濕地生態系統的重要組成部分，其過渡性決定了其土壤動物類群組成的多樣性。浮游生物、土壤動物及微生物的群落構成也是生命系統保護的一大研究熱點。如:計算多種生態指標對撫遠地區水域浮游植物物種豐富度和多樣性進行評價［13］;對常見藻類、苔蘚類的組成及土壤微生物的分布狀況進行了調查研究［14］。利用調查數據探究典型濕地土壤動物個體密度季節性分布［15］。

3.2非生命系統保護研究

非生命系統在濕地生態系統中提供物種的基本生存養分，控制物質循環，能量流動過程，對于生物群落的分布的垂直性和水平性結構有著重要的作用［16］。在濕地生態保護中，水循環與土壤碳循環在非生命系統保護中起到了重要的作用。濕地水體是重要的淡水資源庫，保護濕地水體對于人類的生存發展具有重要意義，同時有利于維護濕地水資源生態狀況。目前主要是對水體提取及保護方法的研究。如:根據多目標蟻群算法的原理，計算濕地內水文調節量［17］;采用遺傳算法對SVM模型參數進行優化選擇，對三江平原洪河自然保護區濕地進行分類［18］。除了水體提取及保護方法外，還在水含量的改變、水質變化進行研究。常用的方式是通過建立生態試驗站采集濕地水、排水溝水、降水、保護區河流水樣進行測試，分析水樣中化學性質［19］;利用系統動力學原理和方法對沼澤地蓄水量進行動態仿真，以預測三江平原濕地蓄水量的動態變化［20］;或者是以靜態補水與動態補水的定量方法，對濕地最小生態需水量進行估算［21］〗。綜上所述，研究有效動態監測水體水量變化和水質變化方法對于濕地水資源保護具有一定的意義。三江平原濕地類型豐富，但圍墾嚴重造成了土壤退化和碳庫損失。目前主要基于土壤學，土壤類型法、生態系統類型法、空間分析等方法對不同土壤類型的碳儲量進行空間變化分析，并對土壤有機碳密度的空間分布特征進行定量化的分析。如:依據三江平原不同類型和不同開墾年限的濕地土壤有機碳含量、土壤容重、土層厚度和面積的測量結果估算土壤碳儲量［22］;運用遙感和GIS技術，對1980—2010年三江平原土壤有機碳密度及其控制因子進行分析［23］。然而對于濕地生態系統碳源、碳匯特征及其影響因素研究較少，包括營養調控［24］、水文條件變化［25］、及碳匯功能［26］等。濕地碳蓄積量反映了其生態服務價值及土地資源固碳能力，在以后的研究中應加強碳蓄積影響因子的定量化分析。

4三江平原濕地生態恢復的技術與方法

《全國濕地保護工程規劃(2002—2030年)》建設布局指出東北濕地建設重點在三江平原，松嫩平原等農業開發區域。通過濕地保護與恢復及生態農業等方面的示范工程，提供東北地區濕地生態系統恢復和合理利用模式。目前，三江平原有近40處各級濕地類型自然保護區，對三江平原濕地生境起到了一定的保護和恢復作用。濕地恢復是指通過生態技術或生態工程對退化或者消失的濕地進行修復或者重建，重現被破壞前的結構和功能，發揮其應有的作用［27］。濕地的生態恢復可概括為:濕地生境恢復、濕地生物恢復和濕地生態系統結構與功能恢復［28］。

4.1濕地生境恢復技術

濕地生境恢復主要包括濕地基質恢復、濕地水狀況恢復、濕地植被恢復和濕地土壤恢復等。濕地生境恢復的關鍵在于地表水的攔截和利用。三江平原濕地恢復應充分利用好過境地表水和雨水，同時考慮到農業商品糧基地的可持續發展，利用已有或新建水利工程引蓄水，在提高糧食產能、改善農業生產條件的同時，為濕地補水;對于已經產生生境破碎化地區建立重點保護機制，利用現有水利設施，通過蓄水、引水灌溉等方式保水;研究濕地生態需水量，建立生境水資源閾值保護措施;從源頭減少農田面源污染問題，建立退耕還濕機制。

4.2濕地生物恢復技術

濕地生物恢復技術主要是保護物種多樣性、遺傳多樣性的技術，生物群落演替控制與恢復技術，以及群落優化配置和重組技術等。隨著科技的發展，出現了如DNA物種保護技術、基因重組技術等分子生物技術。不過這些技術還不成熟，有待進一步發展。遵從生物群落演替規律，對于濕地內植被的恢復和發展有指導性作用。對于破碎地帶生物干擾強烈，可以針對性的進行生物群落優化和重建。

4.3生態系統結構與功能恢復技術

生態系統結構與功能恢復技術主要包括生態系統總體設計技術、生態系統構建與集成技術等。對于不同類型的濕地生態系統，有著不同的生態系統結構與功能恢復技術，這是濕地生態系統恢復研究中的重難點。

5結語

三江平原濕地是多種瀕危動植物尤其是鳥類的重要棲息地，也和我們人類與其他生物的生存息息相關的。研究三江平原濕地生態系統物質循環、能量流動過程，針對退化地區應用生命系統及非生命系統與生態之間規律，提出合理的生態恢復技術與方法。三江平原沼澤濕地的形成是千萬年來自然界各種因素綜合作用的產物，是生態系統平衡中不可缺少的重要因素，保護好這塊沼澤濕地及物種資源，也就是保護了我們人類自身。

作者：韓曉君 單位：黑龍江省水利水電勘測設計研究院

參考文獻:

［1］李崇皓，易富科，等.黑龍江省三江平原沼澤的合理利用與保護—對開發三江平原的意見.黃錫疇主編《中國沼澤研究》北京科學出版社1988452－462.

［2］包洪福，李一葳.三江平原濕地的生態保護與修復［J］.環境科學與管理，2010，35(5):157－159.

［3］郭雷，馬克明，張易.三江平原建三江地區30年濕地景觀退化評價［J］.生態學報，2009，29(6):3126－3135.［5］魏強，佟連軍，楊麗花，等.三江平原濕地生態系統生物多樣性保護價值［J］.生態學報，2015，35(4):935－943.

［6］馬克平.保護生物學，保護生態學與生物多樣性科學［J］.生物多樣性，2016，24(2):125－126.

［7］施建敏，馬克明，趙景柱，等.三江平原殘存濕地斑塊特征及其對物種多樣性的影響［J］.2010，30(24):6683－6690.

［8］劉振乾，劉紅玉，呂憲國.三江平原濕地生態脆弱性研究［J］.應用生態學報，2001，12(2):241－244.

［9］徐治國，何巖，閆百興，等.三江平原典型沼澤濕地植物種群的生態位［J］.應用生態學報，2007，18(4):783－787.

［10］許坤.三江平原沼澤濕地植被演替系列β多樣性及土壤種子庫研究［D］;長春:東北師范大學，2005.23－34.

［11］楊青，劉吉平，呂憲國，等.三江平原典型環型濕地土壤—植被—動物系統的結構及功能研究［J］.生態學雜志，2004，23(4):72－77.

［13］國超旋，劉妍，范亞文，等.2012年夏季三江平原濕地撫遠地區浮游植物群落結構及多樣性［J］.湖泊科學，2014，26(5):759－766.

［14］張友民，劉興土，肖洪興，等.三江平原蘆葦濕地植物多樣性的初步研究［J］.吉林農業大學學報，2003，25(1):58－61.

［15］武海濤，呂憲國，姜明，等.三江平原典型濕地土壤動物群落結構及季節變化［J］.濕地科學，2008，6(4):459－465.

［17］董張玉.基于GIS/RS與多目標蟻群算法的三江平原沼澤濕地空間格局優化［D］;長春:中國科學院研究生院(東北地理與農業生態研究所)，2014.54－60.

［18］臧淑英，張策，張麗娟，等.遺傳算法優化的支持向量機濕地遙感分類［J］.地理科學，2012，32(4):434－441.

［19］張蕓，呂憲國，楊青.三江平原典型濕地水化學性質研究［J］.水土保持學報，2005，19(1):184－187.

［20］劉振乾，王建武.基于水生態因子的沼澤安全閾值研究———以三江平原沼澤為例［J］.應用生態學報，2002，13(12):1610－1614.

［21］楊柳，馬克明，白雪，等.洪河國家級自然保護區最小生態需水量與補水分析［J］.生態學報，2008，28(9):4501－4507.

［22］劉子剛，張坤民.黑龍江省三江平原濕地土壤碳儲量變化［J］.清華大學學報:自然科學版，2005，45(6):788－791.

［23］苗正紅.1980－2010年三江平原土壤有機碳儲量動態變化［D］;長春:中國科學院研究生院(東北地理與農業生態研究所)，2013.81－95.

［24］張洪偉.營養調控和淹水深度對濕地土壤碳庫變化的影響［D］;哈爾濱:東北農業大學，2012.53－56.

［25］侯翠翠.水文條件變化對三江平原沼澤濕地土壤碳蓄積的影響［D］;長春:中國科學院研究生院(東北地理與農業生態研究所)，2012.106－109.

［26］劉子剛.土壤碳儲存功能價值評估方法探討———以三江平原濕地土壤為例［J］.自然資源學報，2006，21(2):180－187.