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土壤的生态功能范文1
关键词：海南岛；中部山区；水土保持
中图分类号：S157
文献标识码：A
文章编号：1674-9944(2011)01-0101-02
1 引言
海南岛中部山区位于海南岛中南部地区的中山、低山及部分丘陵,其范围包括五指山市、琼中县的全部辖区以及三亚、陵水、乐东、昌江、白沙、保亭、东方等市、县的部分乡镇,总面积为96.8万hm2,约占全省土地面积的28.5%。海南岛中部山区因其重要的生态功能,2001年11月由国家环境保护总局《环函［2001］265号文件《关于批准南水北调东线水源区等第二批国家级生态功能保护区建设试点的复函》批准为国家级生态功能保护区。海南岛中部山岳是海南岛主要江河源头区、重要水源涵养区、水土保持的重要预防区和重点监督区,在保持流域和全岛生态平衡,减轻自然灾害,确保全岛生态环境安全和区域可持续发展方面具有重要作用［1］。然而,由于自然和人为因素的影响,近年来中部山区生态系统服务功能下降,水源涵养和水土保持能力降低,造成了海南中部山区水量有所减少和水土流失增加,日益威胁到海南中部山区以及海南省整个社会经济的发展。
2 材料与方法
2.1 数据来源
采用相关数据资料收集、野外样品采集和实验室分析以及课题组多次科考调查的数据等。
2.2 研究方法
本研究根据王如松等在《海南省生态省建设的理论与实践》中利用的计算方法与测算结果推算出中部山区各生态系统土壤保持能力。具体计算方法是在地理信息系统的支持下,运用通用土壤侵蚀方程及其修改式计算得到海南岛中部山区潜在土壤侵蚀量和现实土壤侵蚀及其空间分布特征［2，3］。
2.3 结果与分析
根据1995年和2008年中部山区各生态系统类型面积估算得到十几年间中部山区生态系统土壤保持功能及变化和各市县位于中部山区的土壤保持功能（表1、表2）。
根据表1,可以看出海南岛中部山区生态系统具有较强的土壤保持功能,但从1995年到2008年土壤保持功能出现下降趋势。计算得到1995年中部山区各类型生态系统土壤保持功能总和为9 362 556.2t,以天然植被保持土壤为主,其中常绿季雨林保持土壤6 255 067t,约占保持土壤总量的67％；其次是中山季雨林保持土壤,占12％。从1995年至2008年因植被覆盖变化,天然植被转变为人工植被,使得主要天然植被生态系统土壤保持量产生较大的减少。从表1中可以看出,减少最大的是常绿季雨林的土壤保持量,减少了1 113 605t,占1995年的17.08％,天然灌草地减少了288 268t,占1995年的56.51％。中部山区各生态系统类型共土壤保持功能共减少1 124 539.1t,占1995年12.01％。
表2是各市县位于中部山区的生态系统土壤保持功能及变化情况。根据估算结果,因植被覆盖变化,中部山区各市县生态系统土壤保持功能均出现下降,其中琼中、五指山、乐东和白沙4个市县减少的最多,均比1995年减少10％以上。
3 结语
（1）中部山区生态系统具有较强的土壤保持功能,但因人类活动影响,近十几年间土壤保持功能出现较大的下降。计算得到的2008年土壤保持功能为8 238 016.3t,以天然植被保持土壤为主。经与1995年比较,中部山区各生态系统类型共土壤保持功能共减少1 124 539.1t,占1995年12.01％,其中减少最大的是常绿季雨林的土壤保持量,减少了1 113 605t,占1995年的17.08％,其次是天然灌草地减少了288 268t,占1995年的56.51％。
（2）因人类活动影响,植被覆盖变化,近十几年间海南岛中部山区各个市县生态系统土壤保持功能均出现不同程度的下降,其中琼中、五指山、乐东和白沙4个市县下降的比较多,均比1995年减少10％以上。
参考文献：
［1］ 海南统计局.海南统计年鉴2006［M］.北京：中国统计出版社,2007.
［2］ 李庆康,吴 雷,刘海琴,等.我国集约化畜禽养殖场粪便处理利用现状及展望［J］.农业环境保护,2000,19(4):251.
土壤的生态功能范文2
1保持土壤价值
保持土壤价值包括两个方面：即减少土壤侵蚀价值和减少N、P、K的流失价值。两者均有具体的计算方法，其中土壤侵蚀的计算方法为：减少土壤侵蚀总量×生产年平均=减少土壤侵蚀价值收益；减少土壤侵蚀总量=减少土壤侵蚀模数×有林地面积。而N、P、K的流失价值算法则首先需要对沿途的养分进行测定，测定的计算方法为：减少N、P、K流失的价值=侵蚀土地面积×单位面积土层中N、P、K总量×化肥替代价格保持土壤价值为两者之和。而保持土壤价值数则是减少土壤侵蚀价值和减少N、P、K的流失价值相加的总和。根据上述的计算，存在一个问题，就是数据获得的准确性问题。上述的计算过程，由于数据的准确性较差，导致了最后的计算不准确。另外，一旦面对真实的情况发生的时候，造成的损失也不是简单的通过计算就能够得出的。因为土壤的流失关系到的不仅仅是土壤的问题，还有的是植物生命的问题。因此，在进行森林生态系统服务功能的评估的时候还要将植物的生命归纳在内。
2固定二氧化碳的释放氧气的价值
二氧化碳的固定含量以及氧气的价值计算，可以根据森林树木的生长率和森林面积大小进行计算。对于二氧化碳的含量，研究人员可以通过造林成本的计算得出其总价值。而对于氧气含量，则可以通过工业生产成本的计算得出。得出两个数据之后，相加的出的总和价值就是固定二氧化碳释放氧气服务功能的价值。即：森林生态系统固碳制氧服务功能价值=固定二氧化碳总价值+释放氧气总价值另外一点需要注意的是，固定二氧化碳释放氧气的过程，专业人员应该看成同一个过程的两个方面：固定二氧化碳，同时制氧。这个过程中，研究人员不应该将两者的价值相加，以免造成数值的错误或者重复计算的错误。
3净化空气价值
SO2叫做二氧化硫，它与粉尘颗粒都危害着人的身体健康。森林生态系统的一个重要的功能就是净化二氧化硫和粉尘颗粒。对于这方面的价值计算，可以采用森林的吸收能力法进行，通过数据的采集，了解到每单位面积的森林吸收二氧化硫的面积，然后乘以工业二氧化硫的投入，算出净化二氧化硫的能力。对于粉尘颗粒也是采取同样的计算方法。具体的计算公式为：净化空气价值=吸收SO2的价值+粉尘颗粒净化的价值；净化空气价值=工业固定等值SO2投入成本+工业粉尘颗粒净化成本。
4供人们休闲游憩价值
土壤的生态功能范文3
关键词：生态清洁型小流域；重要生态功能；生态敏感性；时空优化；渔洞水库
1 概述
经济社会的快速发展使江河湖泊水体污染、生态系统不断退化的环境问题日益突出，对区域的可持续发展造成严重影响。近年来生态清洁型小流域建设理念充分体现了流域系统性治理特点，其提倡以水源保护为核心，以流域资源环境承载力为基础，遵循生态优先的原则，坚持“山水田林路”统一规划，治污与生态修复相结合，通过调整人类活动和布局，建立生态环境良性循环的流域生态系统，使流域内水土资源得到有效保护、合理配置和高效利用，最终实现人与自然和谐、人口、资源、环境协调发展[1]。基于这一生态清洁型小流域全新的治理理念，进一步开展流域重要生态功能区、生态敏感区及脆弱区的评价识别，并结合污染源构成及分布特征调查，提出“分区、分期、分级”的时空优化对策，将对流域污染治理和生态建设工程的优化布设和实施时序提供技术参考。
2 研究方法
本研究基于昭通渔洞水库径流区环境状况的系统调查，通过开展流域生态系统敏感性、生态功能重要性评价，运用GIS技术将重要的生态功能区、生态敏感区、重点污染分布区进行空间叠加分析，以流域水环境保护为核心，结合渔洞水库径流区生态清洁小流域综合治理需要，提出渔洞水库径流区“分区、分期、分级”的时空优化策略。
3 研究内容
3.1 研究区概况
渔洞水库径流区位于昭通市昭阳区西北部，径流区面积709.06km2。受喜马拉雅山运动强烈影响，径流区地质构造较为复杂。在地质上地层发育较全，从古生代到新生代均有出露。地质以玄武岩分布最广，库区内有少量石灰岩出露，受水系发育影响，河谷深切，沟壑纵横交错，受河流、冲沟的切割，径流区地形地貌复杂多样，面积分别占流域总面积的28.1%、26.0%、22.1%、17.0%。径流区属北亚热带高原季风气候，立体气候特征十分明显，降水集中在5～10月，多年平均最大一日降水量50～75mm。受山脉不规则分布影响，据现场踏勘统计，有小松树河、瓜寨河、黑鲁河、铁厂河等30余条大小河流汇入径流区。径流区植物区系属“中国-喜马拉雅森林植物亚区”中的“滇中高原小区”，区内有种子植物98科，299属、约521种，现存植被以人工植被为主，占流域总面积的54.52%，自然植被则以暖温性针叶林、暖性落叶阔叶林、暖温性灌丛灌草丛为主。渔洞水库径流区水土流失面积为410.46km2，占流域面积的57.89%，主要以中度侵蚀和轻度侵蚀为主。
从行政区划看，渔洞水库径流区涉及昭通市昭阳区、鲁甸县、永善县的9个乡镇、33个行政村，主要以农业人口为主，径流区土地利用类型51.35%为耕地，约30.18%为有林地，径流区林业用地面积过少，与水源保护区基本要求之间存在较大差距。
2013年渔洞水库水质类别为Ⅳ类。对比渔洞水库保护目标（GB3838-2002《地表水环境质量标准》Ⅱ类），主要超标因子是总氮和总磷，水库在运行初期为Ⅱ类水质，1999年水质类别为Ⅳ类， 2000年后趋于稳定，近十年来，水质在Ⅲ-Ⅳ类水质之间波动。[2]
3.2 研究区重要生态保护区识别
3.2.1 渔洞水库径流区重要生态功能区识别
针对渔洞水库径流区生态环境状况分析，其生态功能重要性评价因子包括包括土壤保持功能、水源涵养功能。
（1）土壤保持功能重要性评价
评价方法：采用通用水土流失方程（USLE）的模型法，开展土壤保持功能评价。
模型结构：Ac=Ap-Ar=R×K×L×S×（1-C）[3]
式中：Ac为土壤保持量，Ap为潜在土壤侵蚀量，Ar为实际土壤侵蚀量，R为降水因子，K为土壤侵蚀因子，LS为地形因子，C为植被覆盖因子。
根据土壤流失通用方程，求出R、K、LS、C、P因子的栅格图层，然后在ARCGIS平台下通过图像乘积运算得到土壤保持量栅格图层，采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行分类（Classified），共分为四级，即极为重要、较重要、一般重要、不重要，并赋予分类属性值，得出渔洞水库径流区土壤保持重要性评价空间分布矢量图。
通过GIS空间分析，渔洞水库径流区土壤保持功能重要性极高的区域主要分布在鲁甸县龙树镇、新街镇及水磨镇东部山区，涉及木瓜冲、梨园沙沟、沈家沟、公家沟、瓦窑沙沟、黑噜小河流域。土壤保持功能重要性极高的区域主要呈现植被覆盖率较低、坡度较陡，土壤侵蚀性强的特点，是径流区产生水土流失污染较大的区域，这些区域是流域重要的水土保持强化区，生态空间管控中应根据重要性程度采取分类分级的保护策略。
（2）水源涵养功能重要性评价
评价方法：降水和蒸散的水量分解模型法：
WY=P-ET
式中：WY为地表总产水量，作为水源涵养服务能力的代用指标；P为多年平均年降水量，ET为蒸散量，PET为多年平均潜在蒸发量；ω为下垫面（土地覆盖）影响系数，依据土地利用类型取值（表1）。该方法采用了高度概化的地表覆盖因子，因此，需要对评价结果做不确定性分析和参数敏感性分析，以确保结果的可靠性。
基于降水和蒸散的水量分解模型法求出P多年平均年降水量、ET蒸散量，栅格图层，然后在ARCGIS平台下通过图像乘积运算得到地表产水量的栅格图层，采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行分类（Classified），共分为四级，即极为重要、较重要、一般重要、不重要，并赋予分类属性值后，得出水源涵养功能重要性评价空间分布矢量图。
通过GIS空间分析，渔洞水库径流区水源涵养功能重要性极高的区域主要分布在昭阳区苏甲乡，涉及瓜寨村、布初村等；鲁甸县新街镇的转山包、新街村、酒房村；龙树镇的照壁、新乐；水磨镇的新棚村、铁厂村等。水源涵养功能重要性较高的区域土壤条件好，植被覆盖度高，坡度较为平缓，具有较强的水源涵养功能，但由于人类活动范围的扩张与生产生活的干扰，对水源涵养功能产生影响。
（3）生态功能重要性综合评价。本研究生态功能重要性是土壤保持功能、水源涵养功能单要素评价的综合函数，采用加权求和的方法，计算最终湖泊流域生态系统服务功能重要性综合评价指数，运用GIS Quantile（分位数）功能进行分级，并赋予分类属性值后，得出渔洞水库径流区土生态功能重要性评价分区空间分布矢量图。经统计分析，渔洞水库径流区重要生态功能区面积为129.39km2，其中较重要的区域面积为116.36km2，主要分布在大山包乡、水磨镇、新街乡；极为重要的区域面积为13.03km2，主要分布在龙树乡、苏甲乡。综合评价结果为极高和较高等级的区域即为生态清洁型小流域优先和重点防控的区域。
3.2.2 渔洞水库径流区生态水土流失敏感性评价
评价方法：选取降水侵蚀力、土壤可蚀性、坡度坡长和地表植被覆盖等评价指标，并根据径流区的实际参考相关研究成果对分级评价标准作相应的调整。将反映各因素对水土流失敏感性的单因子分布图，用地理信息系统技术进行乘积运算，公式如下：
式中：SSi为i空间单元水土流失敏感性指数，评价因子包括降雨侵蚀力（Ri）、土壤可蚀性（Ki）、坡长坡度（LSi）、地表植被覆盖（Ci）。不同评价因子对应的敏感性等级值见表2。
根据水土敏感性评价模型计算，评价结果按表2进行分级并通过GIS进行空间分析赋值，得到渔洞水库径流区水土流失敏感性分布图。
渔洞水库径流区土壤敏感性总体水平较高，统计结果具体为：土壤侵蚀不敏感性面积占总面积的42.11%，一般敏感面积占18.59%，较敏感面积占30.81%，高度敏感面积占8.49%。
3.2.3 渔洞水库径流区污染分布
根据污染源调查，渔洞水库整个径流经济区以种植业为主，农业农村面源是径流区的主要污染类型。从各个污染物来看：COD的主要来源是人畜粪便、水土流失和生活垃圾，主要分布在龙树镇，占入库总量的26%，其次是水磨镇；TN的主要来源是农田化肥流失、人畜粪便、水土流失，主要分布在水磨镇、占入库总量的24%；TP的主要来源是人畜粪便、水土流失、生活污水和生活垃圾，主要分布在龙树镇和水磨镇，均占入库总量的24%；氨氮的主要来源是人畜粪便、农田固废和生活垃圾，主要分布在龙树镇，占入库总量的25%。总体来看，径流区上游的龙树镇、水磨镇和新街镇产生的污染负荷是整个径流区主要污染分布区域。
3.2.4 重要生态保护区和污染防控区综合分析
渔洞水库径流区重要生态保护分区将基于重要生态功能区及生态敏感区的识别，采用综合函数进行评价，即生态保护重要性用V表示：
其中：V1为生态功能重要性，V2为生态脆弱及敏感性。
生态保护重要性评价等级划分分级标准见表3。
根据公式（1）及生态保护重要性评级等级划分标准，采用GIS空间分析技术，将生态保护重要性评价结果落实到渔洞水库径流区空间地块。
经统计分析，渔洞水库径流区重要的生态保护区面积为168.31km2，其中较重要的区域面积为148.67km2，占径流区面积的20.94%，极重要的区域面积为19.64km2，占径流区面积的2.77%。从空间布局来看，径流区重要的生态保护区主要分布在龙树乡、新街乡、水磨镇、大山包乡、苏甲乡。结合径流区污染分布情况，龙树乡、水磨镇、新街乡、苏甲乡同时是径流区主要污染源分布区。通过综合评价，渔洞径流区内的龙树镇、新街镇、水磨镇、苏甲乡是开展生态清洁型小流域的重点优先建设区，此外基于单要素评价中的土壤保持、水源涵养、水土流失敏感的重点分布区将是集中进行专项水土流失治理、生态涵养建设的针对性区域。（详见图1和表4）
3.3 研究区生态建设时空优化对策
渔洞水库径流区生态功能重要性、生态敏感性以及生态保护重要性综合评价等级的划分与分布结果为径流区开展生态清洁型小流域建设进行时空优化布置提供了技术支撑，本研究依据渔洞水库径流区具体到地块的重要性和敏感性评价结果，以径流区小流域为单元，提出“分期、分区、分级”的综合治理策略，分为两期生态建设时空策略建议：
（1）I期
建设区域：I期生态建设主要针对评价等级为极重要或极敏感，同时为径流区重要污染源分布区。根据识别，布设I期生态清洁型小流域建设工程的区域为龙树乡塘房、照壁、新乐村村区域内的木瓜冲小流域、石龙河小流域、梨园沙沟小流域、沈家沟小流域、公家沟小流域；水磨镇水磨村、黑噜村的瓦窑沙沟小流域、黑噜小河小流域；新街镇的李家河、母猪溪小流域；苏甲乡坪地营大木桥河流域；大山包镇车路村、大寨子雨霏村坡耕地区域；水库枢纽工程和水库正常蓄水位（黄海高程1985米）沿地表外延100米库滨敏感区。
环境问题：农业生产生活较集中，人为活动频繁，流域水土流失严重，生态环境脆弱，农业农村面源污染问题突出，由于缺乏整体系统性规划，已有治理工程布局分散，治理效果不显著。
治理策略：以水土流失治理为重点，强化河道整治与水源涵养，采取水利工程与生态修复相结合的治理方案，通过拦沙坝建设工程、河道清淤清杂工程、河堤加固生态建设工程、谷坊建设工程布设改善河道的水力侵蚀影响，进一步减少泥沙入库量。经测算60.27km2水土流失高度敏感区中分布有基本农田、坡耕地、荒山区、灌木林新幼林区，通过实施中低产田改造、退耕还林及人工造林、封山育林等生态修复措施的实施，将有效减少小流域的水土流失面积，进一步改善水土流失状况，其中位于水土流失敏感区的基本农田应加强治水、培肥综合改造，通过改善土壤理化性状，提高土壤保水保肥保土能力，进一步减少农田面源污染。其中大山包车路村、大寨子根据当地的生态条件，实施退耕还草工程。在水库100米库滨敏感区修建物理和生物隔离设施，形成以乔木、灌木和草本植物合理配植的方式构成一道复合型的生态屏障，防止人畜活动对水源保护和管理的干扰，拦截污染物直接进入水体，保障饮水安全。
（2）II期
建设区域：II期生态建设主要针对评价等级为较重要或较敏感，同时为径流区主要污染源分布区。根据识别，布设II期生态清洁型小流域建设工程的区域为苏甲乡瓜寨河流域、居乐河流域、布初河流域、鱼坝河流域；新街镇新街小河流域、酒房小河流域；水磨镇关山小河流域、铁厂小河流域、纳黑租流域。
环境问题：土地利用以林地和耕地为主，坡耕地广泛分布，农业生产生活集中，人为活动频繁，流域生态环境脆弱，农业农村面源污染问题突出。
治理策略：以水源涵养林生态维护与建设为主，强化水土流失治理和农业产业结构调整与污染防治。水源涵养林生态维护与建设主要通过因地制宜、有计划有步骤的进行宜林荒山的绿化造林、退耕还林还草以及全面禁封、适地造树、低质林改造等，提高径流区森林覆盖率，增强径流区水源涵养能力，减少径流区水土流失面积；优化农业产业结构布局，改变现有农业广种薄收模式，通过推广科学施肥，实现减污不减收；进一步加强小流域综合治理，采用水利工程与生态修复相结合的治理方案，通过实施水土保持、河道综合整治与河口湿地建设等系列工程，全面控制流域内中强度侵蚀区水土流失、减少入湖河道泥沙含量、削减污染物入库量。
4 结束语
（1）本研究中重要生态保护区的识别，主要基于重要生态功能评价和生态敏感性评价，采用简单综合函数模型进行综合判别，模型函数权重的确定主要根据专家经验判断，存在主观认识的偏差。在今后的研究中可以区域多年历史数据为样本，采用相关性分析、主成分分析、灰色系统理论等数理统计方法，辅以专家经验判断确定模型函数，进一步减小研究量化结果与现实世界的偏差。
（2）本研究评价标准分级主要采用GIS软件Quantile（分位数）功能进行简单分类分级，其目的主要为初步识别分区分级的差异性，其客观性与科学性需要在今后进一步深入研究，甄别确定。
（3）随着计算机技术的发展，近年来基于GIS技术的生态系统评估模型快速发展，例如InVest模型、ARIES模型、MIMES模型等，这些模型采用多层级设计，可以对生态系统进行多尺度、多情境的综合评价，在今后研究中方法学上可进一步扩充和深入，提高评估的精准性，为区域生态建设规划提供更为精细的技术参考。
参考文献
[1]祁生林，韩富贵，杨军，等.北京市生态清洁小流域建设理论与技术措施研究[J].中国水土保持，2010（3）：18-20.
土壤的生态功能范文4
关键词:土壤；重金属污染；评价方法
Q938.1+3; S151.9+3A
土壤是人类赖以生存的最基本的自然资源之一,但现阶段严重的土壤污染,通过多种途径直接或间接地威胁人类安全和健康,开展城市环境质量评价，日益成为人类关注的焦点。
本文选取了地质累积指数法、污染负荷指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态危害指数法，对某城市不同功能区319个空间样本点的重金属检测数据进行了污染评价。
1.数据采集
按照功能划分，将城区划分为生活区、工业区、山区、主干道路区及公园绿地区.现对某城市城区土壤地质环境进行调查,将该城区划分为间距1公里左右的网格子区域，按照每平方公里1个采样点对表层土（0~10 cm深度）进行取样,用原子吸收分光光度计测试分析,获得了319个样本所含重金属元素（As、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb、Zn）的浓度数据。
本文依照未受污染区域土壤环境背景值作为评价标准[1]。现按照2公里的间距在微污染区取样,得到该城区表层土壤中元素的背景值，如表1:
表1该城市表层土壤中重金属元素的背景值
元素 As(ug/g) Cd(ng/g) Cr(ug/g) Cu(ug/g) Hg(ng/g) Ni(ug/g) Pb(ug/g) Zn(ug/g)
背景值 3.6 130 31 13.2 35 12.3 31 69
2．污染评价方法
2.1地质累积指数法
用于研究水环境沉积物中重金属污染程度的定量指标[2]，不仅能够反映重金属分布的自然变化特征，而且还可以判别人为活动产生的重金属对土壤质量的影响.
利用地质累积指数污染评价标准，计算出整个城区各种金属的污染指数平均值，最大值，最小值，并按各种重金属浓度的平均值进行相应的污染程度评级（表2）。
表2城区重金属地质积累指数及评级情况
重金属 平均值 最大值 最小值 污染程度
As -0.07762 2.4802 -1.7459 无污染
Cd 0.305682 3.0543 -2.2854 轻度污染
Cr -0.0818 4.3076 -1.6018 无污染
Cu 0.702895 6.9966 -3.1121 轻度污染
Hg 0.273708 8.2515 -2.615 轻度污染
Ni -0.22635 2.9493 -2.1113 无污染
Pb 0.150747 3.345 -1.2405 无污染
Zn 0.326836 5.1833 -1.6552 无污染
可看出,土壤中重金属Cu、Cd、Hg污染比较显著，Zn的平均值虽然小于1，但是其污染指数最大值达到严重污染程度，其污染也很突出。Ni的平均值很小,视为处于零污染状态。
再通过提取各个区域的污染指数进行分析汇总，得到各个区域每种重金属的级别污染指数直方图，如下：
图一：各个区重金属污染级别指数直方图
2.2污染负荷指数法
该指数是由评价区域所包含的主要重金属元素构成，它能够直观地反映各个重金属对污染的贡献程度，以及金属在时间，空间上的变化趋势.
由Tomlinson等人提出污染负荷指数的同时提出了污染负荷指数的等级划分标准和指数与污染程度之间的关系[4]，通过计算得打各重金属的污染负荷指数及可以得到各个功能区和该市的污染程度.
表5重金属污染负荷指数及污染程度
功能区 PLI值 污染等级 污染程度 该市的PLI值 该市的污染等级 该市污染程度
1类 1.83 Ⅰ 中等污染
1.69
Ⅰ
中等污染
2类 2.35 Ⅱ 强污染
3类 1.06 Ⅰ 中等污染
4类 1.94 Ⅰ 中等污染
5类 1.58 Ⅰ 中等污染
从表中的结果分析，土壤中的重金属元素对该城市产生了中等污染，各功能区重金属污染程度从重到为工业区>交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.3 内梅罗综合污染指数法
根据内梅罗综合污染指数法，对该城市的重金属污染进行评价，结果如下表所示：
表6 各功能区污染指数及程度分级
功能区 1类 2类 3类 4类 5类 该城市
污染指数 2.744 4.805 2.036 2.941 2.183 2.942
污染级别 中污染 强污染 中污染 中污染 中污染 中污染
表中污染指数按表6中的污染指标分级标准进行分级得到各功能区的污染级别，各功能区污染程度的关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区。
2.4潜在生态危害指数分析
重金属元素是具有潜在危害的重要污染物，潜在生态危害指数法作为土壤重金属污染评价的方法之一，它不仅考虑土壤重金属含量，还将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，是土壤重金属评价领域广泛应用的科学方法．
在本文的求解中将Hakanson提出的毒性系数拟定为各重金属的毒性响应系数[6],根据计算公式得到单个重金属的潜在生态危害系数，结果如表所示:
表8各种金属的毒性系数
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
毒性系数 10 30 2 5 40 5 5 1
表9 各种金属的潜在生态污染指数：
元素 As Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn
82 340.5 16.98 108.55 1529.60 35.18 52.10 14.28
对上述单个元素结果的分析：
重金属Hg与Cd均造成了极强的生态危害，重金属Cu 与As则造成了强生态危害，Pb造成了中等的生态危害，其他重金属则均只造成了轻微的生态危害。
进一步得到各重金属对整个造成的生态危害情况为：
根据等级划分的情况可以得知此八种重金属以对该城区整体造成了中等生态危害。
3．结论及建议
综上所述,得出了各功能区的污染程度关系为:工业区> 交通区>生活区>公园绿地区>山区，该城市的重金属污染程度为中等程度污染。通过方差分析可得出各种方法组合的显著程度,得到潜在生态危害指数法和污染负荷指数法相结合的方式对实验的影响最显著，从而得出可靠性最大的评价组合。
参考文献：
[1]郑有飞，周宏仓等，环境影响评价[M],第1版，北京：气象出版社，2008，
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土壤的生态功能范文5
矮嵩草(Kobresiahumilis)草甸为该地区主要的冬春草场，建群种为矮嵩草(Kobresiahumilis)，主要的伴生种有:高山嵩草(Kobresiapygmaea)、异针茅(Stipaaliena)等。2高寒草甸生态系统健康评价体系的建立根据草地生态系统评价指标的选取原则和已有研究的基础上，以植被状况，土壤状况，干扰状况为准则层，选取了地上生物量、优良牧草比例、毒害草比例、植被盖度、优势草群高度、植被枯落物、地下生物量、土壤有机质、土壤容重、土壤全氮、生草层厚度、土壤微生物、裸地比例、鼠洞密度、虫口密度、放牧强度16个指标，运用层次分析法构建了称多县高寒草甸生态系统健康评价指标体系。本研究应用层次分析法，构造层次分析模型，两两比较判断矩阵，得到各准则层的权重(表1)，其权重排序为:植被状况(0．488)＞土壤状况(0．244)＞干扰状况(0．100)，说明植被状况和土壤状况对于高寒草甸生态系统健康是最重要的，植被状况是草地健康状况最直接的体现。
称多县草地资源评价
通过地面调查，获取植被情况、土壤状况，干扰状况等相关数据，并利用GPS手持终端作为辅助工具进行地面调查点的定位。结合研究区域畜牧业、植被等资料和研究区的行政区划图、草原类型图以及遥感影像，获取研究区域的植被盖度、地上生物量等信息。
1植被状况植被的作用是最主要的，植被既是草地质量的综合体现，也是土壤最理想保护者，同时也是生态系统的主体。植被状况中7个指标，权重排序前三位的是地上生物量、植被盖度和优良牧草比例，根据表2所示，研究区域高寒草甸平均地上生物量大于80年代地上生物量(85g/m2)的面积比例为68．15%;盖度在70%以上的面积比例为44．44%;优良牧草比例＞55%的面积所占比例为56．14%;说明称多县高寒草甸植被状况一般。
2土壤状况草地土壤是草地植物赖以生存的和繁衍的物质的基础，是许多营养的储存库，是动植物分解的场所，是牧草和家畜的载体。土壤状况有6个指标，权重排在前两位的是土壤有机质和土壤容重，根据表2所示，研究区域土壤有机质＞130g/kg面积的比例为69．44%，土壤容重＜0．8g/cm3的面积为65．79%，说明研究区域土壤状况基本良好，土壤比较疏松，通透性好。
3干扰状况引起生态系统结构和功能变换而导致生态系统退化的因素很多，干扰的作用是主要原因。由于干扰打破了原有生态系统的平衡概念，使系统的结构和功能发生变化并产生障碍，形成破坏性的波动或恶性循环，最终导致系统退化。干扰有自然干扰和人为干扰，本研究对于干扰情况的研究主要限于在三江源地区发生频率最高的、也是该地区最主要的放牧、鼠害、虫害三种干扰源引起的对高寒草甸生态系统的影响。研究区域的鼠害主要是高原鼠兔，鼠洞密度＞20个/hm2的面积占51．97%;虫害主要以青海草原毛虫(Gynaephoreqinghaiensis)和金黄草原毛虫(Gynaephoranreata)为主，主要分布于珍秦镇，虫口密度＞20个/m2的面积占全县可利用草地面积的比例为20．17%;根据高寒草甸平均产草量计算合理载畜量每公顷载1．2～1．5个羊单位，称多县载畜量≤0．9羊/hm2的是清水河镇、珍秦镇、尕朵镇，所占全县可利用草地面积的比例为56．94%;载畜量在1．2～1．5羊/hm2的是拉布乡和尕朵乡，所占全县可利用草地面积的比例为11．97%;载畜量＞1．8羊/hm2的是扎朵镇和称文镇，是称多县超载过牧的两个乡镇，所占全县可利用草地面积的比例为31．09%。总体来看研究区域的干扰强度不大。干扰状况见表3。
4生态系统综合评价根据综合评价模型，按照样地健康综合指数Hi分级标准分为5级，结合指标分级标准(表4)，得到健康综合指数评价结果。研究区域样地的综合健康指数分为5级，利用ArcGIS软件统计各等级面积，称多县高寒草甸生态系统H1(很健康)等级的面积40831．2hm2，所占比例3．35%;生态系统H2(健康)等级的面积322021．1hm2，所占比例29．07%;生态系统H3(亚健康)等级的面积431286．4hm2，所占比例38．94%;生态系统H4(差)等级的面积276374．0hm2，所占比例24．95%;生态系统H5(很差)等级的面积37048．3hm2，所占比例3．35%。称多县生态系统健康综合指数H计算结果为63．95，称多县高寒草甸生态系统状况处于亚健康状态。
研究区域高寒草甸平均地上生物量大于80年代地上生物量(85g/m2)的面积比例为68．15%;盖度在70%以上的面积比例为44．44%;优良牧草比例＞55%的面积所占比例为56．14%;说明称多县高寒草甸植被状况一般。
研究区域土壤有机质＞130g/kg面积的比例为69．44%，土壤容重＜0．8g/cm3的面积为65．79%，表明称多县土壤状况基本良好，土壤比较疏松，通透性好。
研究区域的鼠害主要是高原鼠兔，鼠洞密度＞20个/hm2的面积占51．97%;主要分布于珍秦镇，虫口密度＞20个/m2的面积占全县可利用草地面积的比例为20．17%;根据高寒草甸平均产草量计算合理载畜量每公顷载1．2～1．5个羊单位，称多县载畜量≤0．9羊/hm2是清水河镇、珍秦镇、尕朵镇，所占全县可利用草地面积的比例为56．94%;载畜量在1．2～1．5羊/hm2的是拉布乡和尕朵乡，所占全县可利用草地面积的比例为11．97%;载畜量＞1．8羊/hm2的是扎朵镇和称文镇，是称多县超载过牧的两个乡镇，所占全县可利用草地面积的比例为31．09%。总体来看研究区域的干扰强度不大。
土壤的生态功能范文6
1研究区概况
1.1天全县概况
天全县位于四川盆地西部边缘，东经102°16′～102°55′，北纬29°49′～30°21′。年降雨量达1735.6，年均温度15.1℃，极端高温33.17℃，极端低温-3.5℃，无霜期282天。土壤类型主要有紫色土、黄壤、黄棕壤等。森林覆盖率达50.23%，主要优势树种有冷杉、栎类、云杉、硬阔、软阔、华木、杉木、马尾松等。紫石乡位于天全县境中南部，离县城18km2。
1.2天全县退耕还林工程概况
天全县于1999年起在全国率先实施退耕还林试点工程，截至2006年底，共完成退耕还林面积10533.3hm2，配套荒山造林面积7466.7hm2。在10533.3hm2退耕还林面积中，种植楠竹、杂交竹等竹子面积6200hm2，种植杉木、桤木等生态树种4333.3hm2。全县共减少森林砍伐100万m3，全县森林覆盖率由1998年的52.03%，提高到59.5%，增加7.47%；水土流失得到了明显的控制，工程建设取得了显著的成效。
2研究方法
2.1实验样地设置
杉木生态林是四川省的主要退耕还林树种，具有较强的代表性。本研究于2002年在天全县紫石乡设置了1个20m×20m的固定标准样地，样地四角以红木桩固定并用铁丝进行了围栏保护，以用于长期定位观测，本研究从2002年至2005年对该样地进行了连续观测。样地初期的基本情况如表1所示：
2.2样品采集
于2002年至2005年的每年10月份在选定的20m×20m的标准样地内坡上、坡中、坡下随机各挖取2个土壤剖面，按0~20cm、20~40cm两个层次进行土壤样品的采集，用环刀取原状土用于测定土壤容重、持水量和孔隙度；用塑封袋分层取样，每个土样约500g，共计12个土样，用于测定土壤有机质及氮磷钾含量等各项指标。
2.3样品分析与测定
用环刀法[15]测定土壤的容重、最大持水量、毛管持水量、最小持水量、总孔隙度、毛管孔隙度、非毛管孔隙度等物理性质。将土样带回实验室风干、研磨、过筛后，测定土壤中有机质和全氮、全磷、全钾、有效氮、有效磷和速效钾的含量，具体方法如下：采用消解炉消解-氧化还原滴定法测定有机质含量[16]；采用半微量凯氏法测定土壤全氮含量；采用碱熔-钼锑抗比色法测定土壤全磷含量；采用碱融-火焰光度计法测定土壤全钾含量；采用碱解扩散法测定土壤有效氮含量；采用NH4F-HCI浸提-钼锑抗比色法测定土壤有效磷含量；采用CH3COONH4浸提-火焰光度法测定土壤速效钾含量。
3结果分析
3.1土壤物理性质
3.1.1土壤孔隙状况土壤的容重和孔隙度是土壤的基本物理性质，能直接反映土壤的透水性和透气性，对林地涵养水源以及保育土壤功能有着重要的影响。从表2可以看出，杉木生态林土壤的容重随深度增加而增加，并且随着退耕年限的增加，0~20cm、20~40cm、0~40cm土壤容重都减小。2002年0~40cm土壤平均容重为1.30g/cm3，到2005年0~40cm土壤平均容重仅为0.94g/cm3，土壤容重减少了27.69%，其中0~20cm层土壤容重减少了31.75%，20~40cm层土壤容重减少了23.31%。从表2中还可以看出，杉木生态林不同土层深度土壤孔隙度不同且随着退耕年限的增加是逐渐变化的。从总孔隙度来看，0~20cm层土壤总孔隙度始终大于20~40cm层，随着退耕年限的增加土壤总孔隙度呈现出先减少再增加的变化趋势，2004年土壤总孔隙度最小，为54.50%。从毛管孔隙度来看，各层土壤毛管孔隙度随着退耕年限的增加而减小，并且0~20cm层减小的更多，2002-2003年0~20cm层毛管孔隙度大于20~40cm层，2004-2005年0~20cm层毛管孔隙度小于20~40cm层。从非毛管孔隙度来看，0~20cm层土壤非毛管孔隙度始终大于20~40cm层，0~40cm层土壤非毛管孔隙度随着退耕年限的增加是逐渐增加的，其中0~20cm层表现出逐渐增加的变化，而20~40cm层变化规律不明显。这表明退耕还林后，林地土壤的孔隙结构会逐渐改善，尤其是土壤的非毛管孔隙度会逐渐增加，这对于改善土体结构的疏松透气性具有明显效果，能有效增加林地土壤的透水能力减少地表径流，从而防治水土流失。3.1.2土壤水分状况土壤水分状况是评价森林土壤水源涵养能力的一个重要指标，也是植物生长不可缺少的条件。从表3可以看出，退耕地还杉木生态林后，随着土壤孔隙状况的改善土壤水分状况也在逐渐提高。随着土壤深度的增加，最大持水量、毛管持水量、最小持水量均减小，并且随着退耕年限的增加呈增大的趋势。从2002年到2005年杉木生态林最大持水量、毛管持水量、最小持水量分别增加了24.45%、9.44%、10.65%。这表明退耕还林后，土壤水分状况得到了很大的改善，具有一定的保水供水能力，能够有效的减少地表径流，发挥林地涵养水源保持水土的功能。
3.2土壤化学性质
3.2.1土壤有机质含量土壤有机质是土壤化学性质的重要组成部分，是林木营养的主要来源，会在不同程度上对土壤的物理、化学及生物学活性产生影响。由图1可以看出，杉木生态林0~20cm层土壤有机质含量明显高于20~40cm层土壤有机质含量，存在表层富集现象，这是由于凋落物集中在地表积累分解以及植物根系主要在浅层分布共同导致的。从图1还可以看出，随着退耕年限的增加，0~20cm、20~40cm、0~40cm层土壤有机质含量均逐渐增加，这说明退耕后杉木生态林长势良好，根系越来越发达，凋落物越来越丰富，良好的水热条件有利于微生物的活动，进而促进了凋落物的分解。另外，随着退耕年限的增加，0~20cm层和20~40cm层的土壤有机质含量的差异不断缩小，进一步说明退耕后杉木生态林的土壤性质发生了很好的变化，杉木生态林生长越来越好。3.2.2土壤氮磷钾含量土壤养分是表征土壤肥力状况的重要指标，全面测定各养分含量有助于更好地了解土壤肥力状况，进而更好地研究退耕还林的生态效益。氮、磷、钾是植物生长必需的重要营养元素，植物生长所需的氮素有50%来自于土壤，磷素则全部来源于土壤[17]。从表4可知，除有效磷之外，随着退耕年限的增加，0~20cm、20~40cm、0~40cm层土壤各养分含量均呈逐渐增加趋势。其中，0~40cm层土壤有效氮含量在2003a和2004a的增幅最大，同比增长率分别为197.62%和96.36%；0~40cm层土壤速效钾含量在2004a和2005a的增幅也较大，同比增长率分别为10.27%和10.31%；0~40cm层土壤全氮含量在2003a、2004a和2005a的增幅变化不大，分别为7.08%、6.62%和7.66%；0~40cm层土壤全磷和全钾含量在2004a的增幅相近，分别为9.64%和9.22%。然而0~40cm层土壤有效磷含量在2003a和2004a有所降低，下降比率分别为11.66%和17.36%。出现上述现象的原因可能是：第一，退耕初期对林地施用氮肥和钾肥较多，而施用磷肥较少；第二，酸性土壤中游离态Fe3+、Al3+质量分数较高，易形成磷酸铁、磷酸铝沉淀[18]，从而使得土壤中有效磷含量较低。从表4还可得出，除了有效氮和有效磷之外，随着退耕年限的增加，0~20cm层和20~40cm层的土壤养分含量的差异也越来越小，更好地说明了退耕后林地土壤性质发生了很大变化，土壤改良效果明显，退耕还林生态效益日渐突显。综上所述，相比于退耕前，杉木生态林土壤各养分状况得到了很好的改善，可以有效地提高林木的生物量，生物量的增加又可以对林地的生态功能改善产生积极影响，进而产生良好的退耕还林生态效益。
4结论与讨论
