生态效应范例

汞作为土壤重金属污染元素之一，且在生物体中易转化为毒性更大的甲基化合物，会引起诸如水俣病等灾害的发生，被EPA列为129种优先控制的污染物之一。据报道目前全球每年人为活动向大气的汞排放量有2000t，其中我国每年排放500～600t，占全球汞排放总量的1/4以上[1]。我国土壤中Hg含量范围为0.001～45.90mg•kg-1，高于世界土壤Hg自然含量的平均值，特别是在贵州等Hg污染严重的地区，土壤含量可达29.6～793mg•kg-1[2]。因此，汞的生态毒理效应研究一直是环境和土壤科学关注的重点，在理论和实践上具有十分重要的意义。   土壤酶作为土壤重要的组成部分，在营养物质转化、能量代谢、污染土壤修复等过程中发挥着重要作用，被称为土壤生态系统的中心[3]。近20年来国内外学者将其应用到土壤污染领域，由于土壤酶测定简便、快捷、准确，而且是土壤污染和性质共同作用的结果，作为监测指标优势明显，相继提出将土壤转化酶、磷酸酶、脱氢酶等作为污染监测指标[4-7]。由于土壤酶的种类、来源、功能不同，尽管单一酶活性可提供一些重要信息，但无法涵盖全部或整体酶活性的状态，因而利用不同地区土壤酶对重金属的反应并不一致；同时对汞污染的土壤酶效应方面研究报道相对较少，结果也有一定差异，如杨春璐、Oliveira等[4，8-10]分别认为脱氢酶、碱性磷酸酶、脲酶可作为土壤汞污染的指标；加之这些文献报道多局限在单一酶活性的研究上，鲜见几个酶类的综合分析。为此，本文以我国几种主要类型土壤为对象，采用室内模拟方法，研究影响C、N、P物质循环和微生物活性的土壤转化酶、脲酶、磷酸酶和脱氢酶活性的变化规律，并以这4种酶为基础，获得监测土壤汞污染土壤酶学指标，为环境保护和监测等提供依据。   1材料与方法   1.1供试土样   采自陕西省黄龙县的褐土（简育干润淋溶土，Hapli-UsticArgosols），杨凌区的塿土（土垫旱耕人为土EumOrthicAnthrosols），榆林市的风沙土（干旱砂质新成土，Aridi-SandicPrimosols）和江西省鹰潭市的红壤（简育湿润富铁土HapUdicFerrisols）。黄褐土、风沙土、塿土的主要矿物学类型为水云母-蛭石；红壤的为高岭-水云母[11]。采样时，先去除0～5cm的表土，取5～20cm土样，混匀风干，过1mm筛后备用。常规方法分析[12]土样的理化性质，结果见表1。   1.2试验方案   向5.00g土样中加入1mL甲苯，15mim后添加5mL不同质量浓度（0、0.25、0.5、1.0、5.0、10.0、20.0Hg2+mg•kg-1）的HgCl2溶液，混匀30min后加入相应的底物和缓冲液，37℃培养，定期（8h或12h）取样，采用靛酚蓝、磷酸苯二钠、3，5-二硝基水杨酸和三苯基四氮唑氯化物（TTC）比色法分别测定土壤脲酶、碱性磷酸酶、转化酶和脱氢酶活性[13]，其单位分别用NH3-N、ph（OH）、葡萄糖的量、三苯基甲臢（TPF）的量μg•g-1•h-1来表示。每处理重复3次，设无底物、无土壤处理作为对照。   1.3数据分析   采用Excel和DPS7.05软件对数据进行计算分析。相对活性＝处理的酶活性/对照酶活性×100％生态剂量（Ecologicaldose）ED10和ED50分别是指土壤酶活性变化10%和50%时外界污染物的浓度，可表征土壤轻微和中度污染时的临界浓度[14]。总体酶活性参数按下式计算：TE（IThetotalenzymeindex）[15]=in=1ΣXi/X軍i其中Xi为第i种土壤酶活性，X軍i为第i种酶活性的平均值。   2结果与讨论   2.1Hg对土壤脲酶活性的影响   由表2可以看出：   （1）未添加Hg时，同一类型土壤的脲酶活性值随有机质含量升高而增加，且与有机质（r=0.72*）、全磷（r=0.71*）达显著正相关，这主要是由于土壤酶能与有机质等结合，以吸附态存在的缘故   （2）从不同土壤类型来看，汞对4种土壤中脲酶活性的抑制程度不同，这与土壤性质有关。加入相同浓度的Hg，表现出不同的生态效应与环境效应。如添加0.25mg•kg-1Hg2+后，除5号和9号外，其他土样脲酶活性变化较小，其中4、6号和7号土样脲酶活性略有增加，增幅分别为4%、23％和9％。一般认为土壤有机质含量和pH能够对重金属的毒性起缓冲作用，土壤有机质含量高，对酶的保护作用相对较大[17-18]。其原因是重金属极易与土壤组分（有机、无机颗粒）发生吸附络合、沉淀反应，Hg进入土壤后95%以上能迅速被土壤吸持或固定，从而降低Hg的生态毒性[16]。本文中5号土壤有机质含量最低，9号土壤pH最小且有机质含量也很少，因此这两种土壤受汞毒害作用最大，在0.5mg•kg-1Hg2+时脲酶完全被抑制。   （3）随Hg质量浓度增加，除4、6、7号0.25mg•kg-1和0.50mg•kg-1浓度外，土样脲酶活性受到抑制，且大部分浓度下的酶活性差异达到显著水平。当浓度增大到20.0mg•kg-1时，供试土样脲酶活性降幅达27%～100%。   （4）当Hg质量浓度≥0.5mg•kg-1时，红壤脲酶活性降幅远大于其他土壤。这可能是酸性土壤条件下Hg毒性较强的缘故，揭示出酸性土壤脲酶比碱性的更敏感。   （5）将Hg质量浓度（C）与脲酶活性（U）按U=A×ln（C）+B模型拟合[18]，结果（表3）显示除5、8号土样外，其余均达显著或极显著负相关，揭示脲酶在一定程度上可表征土壤Hg污染程度的大小，这与SophieChaperon等的结果一致[19-21]。计算得到土壤Hg轻度污染的生态剂量ED10值为0.13～0.81mg•kg-1。   2.2Hg对土壤碱性磷酸酶活性的影响   表4可以看出：   （1）土壤磷酸酶活性与有机质（r=0.77*）和全磷（r=0.76*）呈显著正相关，佐证了土壤碱性磷酸酶活性可作为土壤肥力的指标[22]。   （2）总体上Hg抑制了土壤碱性磷酸酶活性，如加入Hg在20mg•kg-1时，4号土样降幅最小为1%，5号土样降幅最大达到41%。碱性土壤平均降幅为13%，而酸性土壤的降幅为23%。#p#分页标题#e#   （3）随Hg浓度增加，各处理碱性磷酸酶酶活性变化规律不明显，反映出土壤碱性磷酸酶对Hg敏感性较差。杨春璐等[3]研究表明土壤中性磷酸酶对汞污染不敏感。而徐冬梅等[17]认为汞对土壤酸性磷酸酶具有明显的抑制作用，研究表明其机理为非竞争和反竞争的混合抑制类型，这与本文结果产生差异的主要原因可能是供试土壤的地区差异所致不同。   2.3Hg对土壤转化酶活性的影响   表5显示：   （1）土壤转化酶活性与有机质（r=0.76*）和全磷（r=0.79*）呈显著正相关。   （2）在低浓度时各土壤转化酶响应不尽一致。如Hg浓度为0.25mg•kg-1时，对2、9号土样转化酶有轻微的激活作用，增幅分别达到15%和14%，其余土样的降幅范围为9%～33%。   （3）随Hg浓度增加，土壤转化酶活性变化规律亦不明显，如5号土样转化酶对汞污染反应比较迟钝，因为不加污染物时本身转化酶活性很小。和文祥等[22]研究也得出类似的结论。但有研究表明Hg能抑制土壤转化酶活性，两者之间存在很好的相关性，即转化酶活性在一定程度上也可表征Hg污染状况[3]。因为Hg对转化酶活性的抑制作用主要是由于其能与酶活性部位中的巯基和咪唑的配位体等结合并形成稳定的化学键，从而与底物产生非竞争性抑制作用。土壤转化酶活性对Hg污染响应不一致，其原因可能是供试土壤的地区差异所致，有待进一步研究。   （4）将二者关系拟合（表6）后显示，仅4个土样达显著或极显著负相关；计算获得生态剂量ED10的范围为0.74～4.48mg•kg-1。   2.4Hg对土壤脱氢酶活性的影响   土壤脱氢酶是胞内酶，只存在于活的微生物细胞内，能够促进有机物脱氢，起到传递氢的作用，其活性大小直接反映土壤微生物的数量和活性，并可作为土壤重金属污染的指标[23]。   由表7可以看出：   （1）Hg胁迫下土壤脱氢酶活性随Hg浓度增加而减小，各处理的脱氢酶活性均显著低于未添加Hg土壤。当浓度增至20.0mg•kg-1时，5、8、9号土样的脱氢酶活性完全被抑制，其余土样降幅也达到68%～92%。   （2）从不同土壤类型来看，当汞浓度为20.0mg•kg-1时，碱性土壤降幅为68%～100%，平均达到82%；酸性土壤中仅7号土样能检测出脱氢酶活性，其降幅为83%。含有机质较低的8号和9号酸性土样在Hg浓度为5mg•kg-1时，脱氢酶即完全被抑制。表明在酸性条件下汞的毒性更强。因为在酸性条件下，土壤中的重金属主要以离子态存在；pH越低土壤中游离出来的重金属数量越大，活性越强，对生物的毒害就越高；反之亦然[24]。   （3）Hg质量浓度（C）与脱氢酶活性（U）拟合结果（表8）显示，两者关系均达显著或极显著负相关，揭示脱氢酶在一定程度上可表征土壤Hg污染程度。   （4）计算的生态剂量值ED10为0.88～4.5mg•kg-1。其中有机质含量低的土样ED10值也较低，将土样有机质含量与其ED50值进行相关分析，两者达到极显著正相关（r=0.89**），表明有机质对Hg的污染具有一定缓冲作用。   2.5Hg对土壤总体酶活性的影响   土壤的理化性质不同，对酶的保护作用和对外源物质的吸附缓冲能力也有差异，因此二者之间关系随土壤不同也必然存在差异。由前面分析可知，土壤脲酶、碱性磷酸酶、转化酶、脱氢酶对Hg毒性的响应有明显差别，因而很难选择哪个酶作为指标会更好，为此计算了土壤总体酶活性参数。结果（表9）显示：   （1）Hg加入后，土壤总体酶活性呈现抑制作用。   （2）随Hg浓度的增加，总体酶活性值持续减小，当Hg质量浓度为20mg•kg-1时，土壤总体酶活性降幅为32%～84%；而且有机质含量最高的1号土样降幅最小，揭示了有机质对Hg的污染有缓冲作用。   （3）Hg质量浓度（C）与总体酶活性（U）拟合结果（表10）显示，两者关系达极显著负相关，表明总体酶活性可较好表征土壤汞污染的程度；计算得到Hg污染的生态剂量值ED10为0.0005～0.59mg•kg-1。   3结论   综上所述，通过Hg的土壤酶效应研究表明：Hg抑制了土壤碱性磷酸酶、转化酶活性，但是规律性不明显；低浓度Hg激活了土壤脲酶活性，高浓度时则相反；土壤脱氢酶和总体酶活性受到了Hg的抑制，其间关系达到了极显著负相关，揭示出脲酶、脱氢酶和总体酶活性在一定程度上可表征土壤Hg污染程度的大小；根据剂量越小，反应越敏感的原则，计算得到供试土样Hg污染的生态剂量值ED10为0.0005～0.59mg•kg-1，酸性土壤和有机质含量低的土壤对Hg较敏感；土壤有机质和pH对土壤酶与汞的关系有重要影响。

生态经济系统及其边缘效应

纵观整个地理环境,只要存在地理梯度的非均衡[6],就必然产生生态经济系统的边缘效应。处于水平方向上的海陆交界、经济结构上的发达地区与不发达地区的交界、城市与乡村的交界,均体现出不同强度、不同规模、不同方式与不同类型的边缘效应。因此,多个生态经济系统的交界地带即边缘区域,有可能成为生存和发展的最佳环境。即生态经济系统边缘效应产生的前提是生态系统之间存在着生态位,这种生态位是在一定的环境条件下与其他生态经济系统相对比较中体现出来。它可视为二维空间中的矢量,应包含两个方面含义[7]:一是生态经济系统结构单元的状态,表现为过去资源、社会经济发展以及与环境相互作用积累的结果;二是对环境的现实竞争影响力或占有支配力。以上两个方面的综合,决定生态经济系统单元在特定生态经济系统中的相对地位与作用。由于地区社会、经济、生态发展不平衡以及各地区在城市中功能的差异,导致各生态经济系统间及其内部的生态位均存在着差异。因此,只要具有高的生态位,处于多个生态经济系统结构上的边缘区域,也有可能成为整个生态系统功能上的中心,如处于海陆边缘地带的香港特区和上海市。

省域行政边界地区的边缘效应分析

主要表现在:①要素的丰富性。省域行政边界地区,即两个或两个以上地域上相邻的省级生态经济系统的边缘区域。受惠于边缘区域丰富的各类要素,将产生省域生态经济系统的边缘效应,具体表体为加成效应、协合效应和集联效应[4]。其过程是先通过加成效应,将物质、能量、信息、时机或地域等生态因子加层,扩展边界地区的生态位;接着边界异质环境中的各种生态因子处于合适的生态位后产生“谐振”,继而各因子之间产生强烈的协合效应。同时因集肤效应的存在,加大的信息和丰富的要素则产生互补性的汇聚,引发超越各地域组分单独功能叠加之和的生态增殖效益,从而激发行政边界地区产生边缘效应。②政策的灵活性。当前,区域合作已成为许多国家应对全球化、融入世界经济的重要策略和手段,区域合作与全球化已成为当今世界经济发展两大重要趋势[8]。由于强调区域间的联动发展,紧密的经济联系使省域行政边界地区重视并积极寻求区域间整体的合作,寻找共同发展的合力,以期顺利完成经济和社会的转型升级,故在政策上具有较大的灵活性和机动性。③界面优势。利用界面优势,通过行政边界地区的二元性结构为省域间的区域合作提供广阔的空间,并使之成为省与省行政区域间政治对话、经济交流、文化传播和信息沟通的媒介,为省域生态经济系统提供交互的平台。因此,利用不同生态经济系统的边缘效应,可成为转型期扭转其在经济、社会发展中被“边缘化”局面的“外力”。

主要为:①开放性。开放性是生态经济系统边缘效应的基本特点,同时也是生态经济系统边缘效应有序结构产生和维持的基础。开放的省域行政边界地区,省内和省际之间的合作有利于生态系统通量的加大。边缘地区是物质、能量和信息的汇聚地和中转地,让边缘地区获取和利用更多的资源和机遇,在自身发展的同时也利于系统之间的交流。边缘地区是省域行政边界区域间有效合作的窗口,是区域经济互动的前沿地带,保持区域经济活力和获得边缘效应,首先要开放和打破行政管理界线与地方保护主义。②占据不同行政区的关键节点。生态经济系统边缘效应位于不同生态经济系统的发展环节,占据着生态经济系统“增长极”向边缘地区进行梯度递推的关键节点,也是平衡同一生态经济系统内部发展差异的重要突破口,因此生态经济系统边缘效应的发挥还具有极其重要的政治和经济意义。③协同作用。生态经济系统边缘效应的重要特点是开放性,开放性与协同性共生于生态经济系统边缘效应。一个生态经济系统的进化可能会改变作用于其他生态经济系统的选择压力,从而引起其生态经济系统的适应性变化。两个或多个生态经济系统的生态位存在着一定重叠,势必产生相应的竞争,生态经济系统的自身进化常常受到相互之间的影响,这样就形成了一个互相作用的协同进化系统,因此协同作用也是形成生态经济系统边缘效应的基础。

玉林市的生态位和发展环境

广西经济区的边缘:玉林市地处广西东南部,地理位置上处于广西经济区的边缘地带。玉林市属桂东南丘陵盆地,山地面积仅占1/3,境内地势低平;属于典型的亚热带季风气候,雨量和光热资源充沛,年均温21℃,一年“三熟”,特别适宜农作物生长,一直是广西乃至我国重要的“粮仓”,也是全国和广西的热带水果生产基地[9]。长期以来,玉林市经济以第一产业占较大比重,2010年第一产业、第二产业、第三产业比重由2000年的39.3∶30.4∶30.3转变为20.5∶44.5∶35.0,第二产业已成为玉林的支柱产业,但是整体经济总量偏小,实力较弱[10]。广东经济区与广西经济区的边缘界面:玉林市位于广东经济区与广西经济区的边缘界面,其东面、南面分别与广东省茂名市和湛江市毗连。随着联结两广交界区域交通的改善,玉林市将作为广东省进入广西省的重要节点,也将成为两大生态经济边缘界面———广东经济区“西拓”和广西经济区“东进”的要地。广东经济区与广西经济区之间的生态位的“位差”,使玉林成为联结广西经济区和广东经济区之间经济往来的重要经济纽带。华南大经济区中广州中心向广西境内辐射的通道节点:从整个华南大经济区来看,玉林处于中国—东盟自由贸易区、泛珠江三角经济区和环北部湾经济圈的中心地带,是西南地区东向出海、沿海发达地区产业西进参与西部大开发和内地向东盟市场乃至全球市场进军的重要节点和便利通道之一[11]。目前以广州为龙头的珠三角地区产业升级加快,接受国际产业转移能力增强,在更高层次上参与国际分工与合作,有望成为中国乃至整个亚洲经济发展的“引擎”。玉林紧靠广东、海南,前临香港和澳门特区,背靠大西南,在整个华南大经济区中是广州向广西境内辐射链上的重要通道节点。

0引言   对水能资源开发生态效应的研究长期以来，除了关注局部生态系统要素变化外，更多的是从流域的角度，将流域视为一个整体，综合分析水能资源开发可能对流域上下游或某一河段生态环境的影响。这些研究对于有效把握水能资源开发影响下生态系统发展变化的规律、特点起到了积极而有益的作用，研究结果的应用使水能资源开发的生态友好性不断得以提高。而在关注水能资源开发利用流域生态效应的同时，高山峡谷区的水能资源开发却面临着另一个更为突出的生态问题———由生态系统垂直地带性所导致的水能资源开发生态效应在海拔高层上差异，这种差异从局部来看，对水能资源开发的影响或制约更为直接、明显。因此，在综合分析水能资源开发生态效应的时候，除了应从流域纵向上考虑可能产生的效应外，还应对高梯度生态效应加以分析，进而更为全面、系统地对水能资源开发综合生态效应做出判断。   1高梯度生态效应概念的界定   所谓高梯度效应，又称作高度梯度效应，是指随着山地的海拔、相对高度以及坡度坡向变化而导致的自然—人文综合效应。不仅包括山地本身的自然—人文综合效应，也包括对与之相邻的洼地(河谷或盆地)或平地(高原面、平原等)的自然—人文的综合效应。这种效应是综合集成式的，形成了地球陆地表面独特的地—气—水—生—人的综合耦合系统［1］。参照此概念，可以对高梯度生态效应做出相应的界定，高梯度生态效应是指由于区域海拔、相对高度以及坡度坡向变化而导致的生态系统效应。相对于山地高梯度效应来说，高梯度生态效应重点强调的是山地自然—人文综合效应中的生态效应。重点强调的是随着海拔、相对高度变化而导致的生态系统构成要素、系统功能的变化。垂直分异、高度分层是山地特有的地域分异。山地有足够的海拔和相对高度是发生垂直分异、高度分层的两个基本前提。足够高的海拔使垂直性分异得以充分体现，足够大的相对高度则使垂直带性分异的产物———山地垂直带谱、生态高度分层更加完备。   2怒江水能开发中的高梯度生态效应分析   2.1水能开发中高梯度效应形成的基础   1)地质环境基础   怒江作为我国典型的高山峡谷区，所在区域在气候、土壤、植被等都体现出典型的高梯度差异，沿怒江三县沿线仅海拔在4000m以上的山峰就有四十多座，从河谷到山顶的最大海拔高差达到4390m。这种巨大海拔高差使怒江气候呈现出“一山有四季，十里不同天”的立体气候特征，进而使其生态系统垂直分异明显。同时，这一区域山体的岩石多呈破碎状，风化变质强烈，覆盖山体的土壤薄。坡度陡，重力地貌发育，在高山上部又都分布着较多的重力堆积物和一定数量的古冰碛物。由于这些堆积物的结构本来就比较松散，再加上半山以上地区每年冬春时节常为冰雪所覆盖，对松散的岩石土壤形成短时的坚固作用，而至夏季冰雪融化时又使之松动，这在一定程度上加重了地层结构的松散性，在多种因素的共同作用下，使得这一地区非常容易形成泥石流和山体滑坡之类的地质灾害［2］。怒江水能资源开发所面临的此种地质环境特点，是水能开发高梯度生态效应差异的基础所在。   2)生态环境基础   怒江州生境敏感区占了全州面积的85.84%，其中极度敏感区所占比例最大，占36.61%，其次为高度敏感区，占31.11%［3］(表1)，高度敏感区与极度敏感区所占比重超过全州土地面积的60%，说明整个怒江州面临的生物多样性保护责任重大，从空间分布来看，极度敏感区、高度敏感区大多集中于怒江沿岸人口密度高、人类活动频繁的地区，而这些区域也是水电站建设影响最为直接的区域。怒江水电开发将对怒江生态系统在垂直空间层面上的要素产生相应的影响，这种高梯度生态效应的显现是以生态系统要素、功能的特点为基础，由水能资源开发对生态系统不同海拔层所产生的扰动强度及生态系统的恢复能力所决定，重点强调生态系统的垂直地带性差异与水电开发关联时，所形成的生态效应差异及其综合效应。   2.2怒江水能资源开发主要高梯度生态效应分析   1)不同海拔层自然灾害工程诱发因素增加   怒江由于河流深切，造成一定临空面，加之怒江主要沿断裂带发育，易产生崩塌等现象，水电开发对区域地质、地貌及局地气候的影响存在高梯度差异，不同海拔层自然灾害的发生将因受水电开发影响程度的不同而出现不同;水库蓄水后，库区水体对岸体的侵蚀将加剧山地沟谷地段崩塌、滑坡以及泥石流等自然灾害的发生。由于不同梯级电站蓄水后库区水体对岸体的侵蚀存在高程差异，所产生的高梯度生态效应也存在差异。总体来说，怒江水能资源开发后，将对不同海拔层同类型或不同类型自然灾害发生的频率产生影响，由于工程本身所导致的自然灾害发生率在一定时间内将呈上升趋势。   2)生物生境空间发生垂直位移   从怒江水电开发对物种生境的影响来看，怒江流域过去由于人们认识的不足以及受资源开发手段的制约，森林资源作为一种获利较快的资源遭到大量破坏，海拔2500m以下的河谷地区由于人口集中、毁林开荒、陡坡垦殖等因素的影响，森林植被已遭受严重破坏，林地面积很少，2000m以下的低海拔河谷区森林则基本上被砍伐殆尽。怒江电站在蓄水后会淹没中山地带部分次生林，生活于该区域物种的生境造成影响，其中鹿马登电站、维西电站、泸水电站、六库电站所在区域分布有珍稀动植物，虽然珍稀动植物主要分布在自然保护区和海拔较高的人迹罕至地区，但水电工程对珍稀动植物的间接影响仍然存在。以规划中的马吉电站来看，马吉水电站正常蓄水位1570m时，将淹没林地面积28797亩，淹没陆地面积44.36km2，动物栖息地将受到影响，而大面积水域的形成，会为水域栖息种类创造更有利的条件，两栖爬行类的种类、数量有可能增加，一些原来没有的鸟类可能自动迁移到库区。整体来看，水电开发造成的河流连续性的中断，将对生物物种造成生境隔离效应。随着适宜某些物种生境的生境面积在景观中的减少，生境损失的重要性会逐渐增加。而新的生境的出现，将为新物种的迁入创造条件。#p#分页标题#e#   除对生物物种分布空间产生直接的影响外，水电建设所导致的水文过程的时间变化也将影响到相关物种生境的高程分布变化。怒江的鱼类、鸟类和植物的生长过程与水文过程具有密切的相关关系，怒江流域洪水期发生在6月初至11月中旬。洪水频次分布分两个时段。第一时段为6月下旬至9月上旬，其中7月下旬至8月上旬洪水频次占37.8%;第二时段是11月上、中旬。建设水库后经水库调节，原来洪水期的洪水峰值明显削弱，而枯水期的流量增加，当2座龙头水库建成后调节作用更明显，主要月份流量比天然情况减少约30%。水文情势的变化，将给流域的动植物带来不同程度的影响。如怒江云文鳗鲡，洄游距离能长达2000km，洄游产卵一般在丰水期，洪水期是其产卵旺盛期。卵和幼鱼的发育期都与水文状况有关，大坝建设后水文状况的变化，将直接或间接对其繁殖、发育产生影响。区内水流变缓有利于浮游及底栖生物的生长繁殖，喜缓流水生活和静水生活的鱼类的数量将在水库内增加，而一些适应怒江现河道生境的喜急流浅滩生境的鱼类，将会失去原有的栖息、繁殖场所及饵料来源［4］。某些植物其种子需要借助河流散布，特别是洪水期由于洪水的漫溢更增加了种子向河流两岸滩地传播的机会。建坝后，洪水期的洪水峰值的削弱，将使植物种子随水流散布的空间范围发生变化，从而影响其空间分布格局。对于河流廊道内的鸟类来说，其习性与气候因素有关，同时与河流廊道的植被、河流丰枯变化等生境因素都有密切的关系［5］。建坝前后，水文变化及其与动植物的生长关联见图1。   3)可利用土地空间缩减，生态压力增加   对于怒江来说，其大于25°的陡坡地占了全州土地总面积的60%以上，不宜作为耕地的面积比重较大，现有用地模式已对土地生态安全造成了巨大的压力。怒江州境内怒江、澜沧江流域11个梯级电站(其中苗尾电站不在怒江境内但影响、淹没涉及怒江)共淹没土地面积168.06km2，安置失地农民50699人，根据云南省大中型水电移民安置规划预测，怒江2020年水电移民安置用地需求量合计为3622.33hm2。其中，农用地3311.84hm2，占移民安置土地需求总量的91.42%;建设用地310.49hm2，占移民安置土地需求总量的8.58%。水电开发后，河谷区域耕地数量的减少，将迫使一些自发性的农业生产活动空间上移，包括陡坡耕地的开垦、放牧等农业活动。这种变化一方面改变了人类活动原来的影响区域，另一方面使整个区域可用于农业发展空间进一步压缩，作用强度进一步增加。与库区动植物为了适应新的环境而被迫改变其生境不同，人类生产生活空间的垂直位移，强度的增加，对生态环境的影响更为明显，将使怒江生态环境面临更高的压力。   4)景观空间格局重组   随着大坝蓄水后，生物生境的空间位移，农事生产活动空间范围的重组，将使怒江峡谷区域景观空间格局发生重组。这种重组最初表现为大坝建设及水库蓄水所导致的物理空间的变化。这种变化存在三种可能。第一种情形，原有生物生境空间及农事活动维持在水能开发之前海拔高程之内，景观空间变化仅表现为河谷区水域面积的增加，如图2中的类型A;第二种情形，原有生物生境空间及农事活动突破原来的海拔上限，向上位移，以弥补因水域边界上升所导致其原有活动空间的损失，如图2中的类型B。对于怒江来说，其中山带以上分布有世界级、国家级及省级自然保护区，活动空间向上拓展的可能性较小，空间上限能否被突破，往往视需要保护区域的敏感性、重要性而定;第三种情形，上下空间边界的同时收缩，这种情形的发生往往是原来处于较高海拔区域保护区为了提高保护的有效性或生物生境自然变迁，使保护区空间范围向下延伸，使得人类生产生活空间区域进一步压缩，如图2中的类型C。以上三种情形空间变化示意见图2。   三种可能发生的情形中，空间变化类型C受到的压力最为明显，生态环境的承载量大大增加，水能资源开发可能导致的生态风险也随之增加;空间类型变化A所承受的生压力次之，空间变化类型B从空间范围来看，人类及生物相关活动的上移可弥补水能开发导致的空间损失，但人类活动影响区域的整体上移，势必也会增加怒江中山带以上区域保护与发展的矛盾。综合来看，无论怒江水能资源开发后，生物群落及人类活动空间如何变化，其生态景观格局都将发生重组，这种重组对于生物物种来说是一种新环境的形成，对于人类来说，虽然不像其它生物那样对这种空间变化敏感，但适应新的环境、新的发展政策将是一次重大的挑战。   3怒江水能开发高梯度生态效应的空间划分   根据不同的梯度，可以将水电开发的高梯度生态效应进行空间划分，如对某一重点生态保护区域，可将水电开发可能导致的影响分为重点影响区域、次级影响区及影响缓冲区等。而影响等级的确立则可根据不同的要素来确定，如处于生物多样性保护区，水电开发面临的生物多样性保护的约束较强，则可根据该区域生境敏感性或与生物多样性相关的因素来确定不同级别的影响区域。   结合怒江生态功能区的划分来看，怒江水电开发的高梯度生态关联可分为三个层次:2000m以下河谷地区是怒江人类活动的主要地区，也是水电工程建设的区域，水电开发带来的影响较直接，应重点关注水电开发对水体环境系统的影响;海拔2000～2500m之间，是土壤侵蚀敏感性较高区域分布较集中区，应加强水电开发过程对水土流失的防治及森林植被的保护;而2500m以上则是怒江重要的生态功能保护区，直接受水电开发的影响较小，但应重点考虑水电开发过程对自然灾害的潜在影响及自然保护区生物保护生境面积的需求(表2)。   4结语   区域地质空间类型的差异是生态系统垂直地带性差异产生的前提，生态系统空间构成的垂直地带性差异是水能资源开发高梯度生态效应差异产生的关键。水能资源开发生态效应的显现受多种因素影响，在关注水能开发中的流域纵向生态效应外，垂直空间上的效应也是综合评价水能开发生态效应的重点，特别对怒江此类高山峡谷区，其垂直空间上生态效应更为重要。在一定程度上，垂直空间上的生态效应的发挥对区域生态环境的变化起着决定性作用，对于怒江此类高山峡谷区域，高梯生态效应应作为其核心生态效应来加以考虑，以解决突出的生态问题。#p#分页标题#e#   高山峡谷区在提供有利的水电开发地质环境条件外，其地质环境特点也决定了水能开发生态效应的多样性，以怒江为例所讨论的水能资源开发高梯度生态效应，具有典型代表性。水能资源开发垂直空间上体现出的生态效应具有多层级性、立体性、交叉性的特点，对其生态效应的评价应在现有评价的基础上，进一步加强对高梯度生态效应特点的把握，以提高生态影响评价的科学性，全面性。调控措施方面则应根据不同高梯度生态效应的空间划分，采取分区调控的对策，建立合理有效的生态保护体系，协调水能资源开发与生态环境的关系。

0引言   “文化生态”(culturalecology)的概念最早由美国人类学家斯图尔德(JuliarHaynesSteward)提出，其1955年出版的《文化变迁理论》系统阐述了人类文化和行为与其所处环境的互动关系［1］。20世纪90年代，文化生态理念传入中国，文化生态保护问题逐渐引起学界的关注与思考。1998年，方李莉提出文化生态失衡问题，认为现代文明的冲击导致了传统文化的消失［2］。旅游作为一种现代行为，对文化生态产生了一系列的连锁反应，甚至导致社会总体文化结构的深刻变革，寻求旅游可持续发展与文化生态保护的良性互动机制成为学者们的研究热点，并取得了一定的成果。本文试图分析旅游与文化生态保护的研究进展，总结现有研究内容，梳理研究脉络，探讨未来旅游与文化生态保护的研究内容与研究方向。目前，关于旅游与文化生态保护的研究主要集中于文化生态理念在旅游开发规划中的应用、旅游对文化生态保护的效应及文化生态保护模式研究几个方面。   1文化生态理念在旅游开发规划中的应用研究   1.1文化生态资源开发   文化生态保护与文化生态资源开发、利用是一个相辅相成的有机整体，合理开发、利用文化生态资源，实现文化生态的生产性保护与活态传承具有重要意义。潘鲁生认为，文化生态作为旅游资源开发可以充实旅游内容，增加旅游项目，增强文化氛围，提高旅游的人文含量和文化品位［3］。但是文化生态保护与旅游开发是一个系统工程，应注重保护与开发并重、研究与利用并举，实行立体式的发展战略［4］。李运祥指出，在旅游开发中应充分利用和挖掘文化生态资源，丰富旅游内涵［5］。刘春莲指出，挖掘乡村旅游的文化内涵是提高乡村旅游品位的出路［6］。熊伟，胡希军强调要按照可持续发展的原则开发具有地域性、多元性的文化生态资源［7］。文红、唐德彪指出，文化生态旅游资源开发的实质是文化性旅游资源的生态化挖掘，是为了维护和促进旅游地自然、文化生态平衡和文化完整性［8］。王维艳等认为文化生态资源的旅游开发必须服从于文化生态保护与培育的需要［9］。   1.2旅游产品设计   旅游产品作为一种文化载体，在一定程度上体现着地域文化生态的特色。王乃举、黄翔认为游客多样化、差异化的需求决定了旅游产品开发时应注重多元化和求异性，而文化生态系统的良性发展是多样化、差异化旅游产品开发与设计的前提［10］。张建平认为旅游产品应具有地域文化生态特色、地域自然生态特色及地域产物生态特色，在旅游开发过程中应将地域文化生态的可持续发展与旅游产品设计有机结合［11］。黄安民、李洪波认为文化生态旅游产品开发设计应符合地域性原则、文化挖掘原则、文化保护原则、文化生态原则和可持续发展原则［12］。在旅游产品的开发设计过程中，应贯彻文化生态理念，注重对其文化内涵的挖掘，促进旅游产品开发与地方文化生态保护的同步发展。   1.3旅游开发模式   如何在文化生态保护与旅游开发之间寻找平衡点，促进文化生态保护与旅游可持续发展的良性互动成为学界关注的焦点，学者们普遍认为有效的旅游规划、合理的旅游开发模式是具体措施之一。赖斌、杨丽娟等以四川省为例，通过因子分析确定了保障因子、动力因子和潜力因子为民族文化生态旅游可持续发展的主导因子［13］。周武忠、张中波认为在旅游规划中应贯彻文化生态理念，从维护现存的文化生态、再生已失的文化生态、建设新的文化生态3个方面入手，以实现文化生态保护和旅游发展的共生［14］。林美珍、吴建华针对民俗风情旅游的开发提出原生文化生态开发模式、次生文化生态开发模式、再生文化生态开发模式3种对于不同文化景观的开发模式［15］。俞万源、李海山等以梅州市为例，提出了名城文化生态的旅游开发理念，即尊重名城文化生态要求，保护好名城文化生态，以文化生态的旅游开发方式科学展示名城文化［16］。   1.4文化生态旅游   文化生态旅游是旅游业基于文化生态保护理念做出的新选择，它不仅是一种旅游活动，更是一种旅游发展的战略和旅游开发的一种文化理念［12］。就文化生态旅游的开发，学者们进行了一些探讨。高红艳就贵州喀斯特地区，提出了民族文化生态旅游相应的开发模式与民族文化保护措施［17］。杨大明以绍兴为例，提出发展文化生态旅游的基本原则［18］。萧洪恩等基于湖北的民族生态旅游现状，提出民族文化生态旅游品牌塑造的具体措施［19］。袁锋等以滇西北民族文化生态旅游区为例，提出产业结构优化的具体对策［20］。尹正江以海南中部民族文化地区为例，分析了民族文化生态旅游的效益［21］。文化生态旅游对地方经济、社会、环境和文化等方面具有一定的积极影响，但同时也面临一定的挑战。李培根认为需要在旅游者对文化生态的外在消费和管理者对其内在价值的保护之间找到平衡［22］。刘少和、张伟强则认为文化生态旅游发展矛盾的克服是一项系统工程，首先要引导性、自然性的文化嫁接，形成文化的继承发展，然后系统性、生态性的文化保护，形成文化生态旅游标准［23］。   2旅游对文化生态保护的效应研究   保继刚认为旅游与环境之间存在着独立、共生、冲突3种关系［24］。旅游与文化生态保护的关系并非简单的“二元关系”，旅游与文化生态保护的关键是理清其互动反馈机制，寻求旅游与文化生态保护的矛盾的正效应［25］。旅游发展带来的文化生态失衡越演越烈，学界较多关注旅游对文化生态的负面效应，而对其正面效应关注较少。   2.1负面效应   旅游开发和文化生态保护之间存在着一定的矛盾性，这种矛盾集中表现为文化矛盾和利益矛盾。这些矛盾的演化将导致文化生态的破坏［23］。李培根认为，旅游开发造成的复杂的土地资源利用以及立场不同带来的认知差异，是太鲁阁峡谷文化生态保护与游憩环境的冲突根源［22］。付薇认为强调文化多样性与差异性的文化生态是商业旅游的前提，但商业旅游在一定程度上破坏了文化生态，使其自身也无法继续生存［26］。连玉銮指出大众旅游的开发模式给自然和文化生态相对脆弱的民族地区带来较大的冲击［27］。刘春济等认为西部旅游对民族文化生态中物质文化形态、精神文化形态及制度文化形态3个层面造成不同程度的冲击［28］。王维艳等认为旅游经营制度及过度旅游开发等文化生态因子对泸沽湖摩梭母系文化的续存造成威胁［9］。杜艳指出乡村旅游的失当开发造成乡村文化被城市文化同化，乡村居民生活秩序被破坏等文化生态失衡［29］。张中波通过对丽江古城的研究，发现旅游开发导致了古城文化生态失衡［30］。#p#分页标题#e#   2.2正面效应   旅游与文化生态保护之间也具有良性的互动关系。周武忠、张中波认为，旅游可以运用其产业化的手段及优势，将一些濒临破坏和灭绝的人文资源进行保护、修复和开发，在一定程度上对人文资源的保护和利用起到积极的作用［14］。余勇认为遗产旅游激发了民族文化生态的保护和繁荣，带动了旅游资源的全方位开发，从而实现民族文化生态的自我保护与传承［31］。郭建群认为湘西旅游业的发展使湘西的民间工艺得到了不断挖掘与传承［32］。潘鲁生指出旅游文化商品、旅游纪念品的开发促进了民间手工文化和民间工艺的发掘及再利用［33］。刘春济等认为西部旅游业的发展改善了西部地区贫困的经济状况，提高了西部地区的整体经济实力，进而对民族文化生产产生积极的影响［28］。   2.3双重效应研究   旅游开发是一把双刃剑，在推动地区政治、经济、文化、社会发展的同时，也在一定程度上破坏了当地的自然和文化生态环境，特别是旅游业带来的外来文化，加速了民族文化的变异，甚至会影响地方文化的传承与发展。林美珍，吴建华认为民俗风情旅游的开发有利于地方传统文化和民族文化的展示、传承及地方经济的发展。但是，民俗风情旅游在开发过程中却陷入了文化真实性、文化商品化与文化保护的困境［15］。宗晓莲认为，旅游业使诸多民族文化事项得以复兴并被世人所知，但是，大众旅游却限定了这种“复兴”的发展方向，在一定程度上使文化背离原来的生存背景发生变异。在旅游开发的背景下，客观全面的看待旅游与文化生态保护的关系，一方面要促成文化生态资源转变为文化生态商品，实现其经济价值;另一方面则要分清文化生态与旅游商品，从文化生态的角度对其进行保护、传承与创新［34］。   3文化生态保护模式研究   为保护旅游地的文化生态，学者们提出建设生态博物馆、民族文化生态村及文化生态保护区。这些模式在实践中，一定程度保护了当地的文化生态，保障了旅游业的可持续发展，但由于仍处于试验阶段，面临着资金、制度、保护主体等一系列问题，需要在实践中不断完善。   3.1生态博物馆   生态博物馆即博物馆的社区化，出现于20世纪60年代的法国，是欧洲一种成功的文化生态保护模式。1998年，中国与挪威政府合作在贵州建立梭嘎生态博物馆。作为中国第一个生态博物馆，梭嘎生态博物馆成为学者们研究的焦点，对其在文化生态保护的作用意见不一。一些学者对文化生态博物馆持积极意见，如孔令远认为生态博物馆做到了经济发展与生态文化保护的和谐发展，是中国保护和传承少数民族传统文化的重要方式［35］。余青、吴必虎认为生态博物馆是一种有效的实现少数民族自然生态和人文生态整体保护的形式，也是一种民族文化旅游开发与保护的可持续旅游模式［36］。一些学者持中立态度，如郑威认为虽然生态博物馆没有解决旅游开发中经济发展与文化保护的关系问题，但是生态博物馆旅游并非与文化保护相悖，其探索是有益的［37］。亦有些学者持消极意见，如潘年英以梭嘎生态博物馆为例，认为作为一种外来文化保护模式的借鉴，生态博物馆带有明显的文化植入，加速了长角苗从传统到现代的转型［38］。尹绍亭认为，起源于欧洲的生态博物馆以其高度发达的社会、经济条件为基础的，而中国应根据具体情况处理好文化生态保护与社会经济发展的关系［39］。针对中国的具体国情，学者们就生态博物馆的本土化进行了研究。苏东海提出“文化”的观点［40］。张金鲜等提出利用“前台、帷幕、后台”理论平衡文化生态保护与经济发展的关系［41］。平峰提出生态博物馆文化遗产保护的生态性、开放性、主体性的基本原则［42］。周真刚、胡朝相认为保护生态博物馆文化遗产的前提是消除居民的贫困，教育则是保护的基础［43］。   3.2民族文化生态村   “文化生态村”作为一种文化生态保护和协调发展的模式，是尹绍亭等学者借鉴生态博物馆的理论和实践，基于中国和云南的实际情况，于1997年提出的一种崭新的文化生态保护与利用的理念和方式。文化生态村不同于一般意义的民族村、民俗村、旅游村和度假村，其追求的是文化和生态的可持续发展，主张为乡村谋福利，体现政府支持、专家指导、村民参与的原则［39］。尹绍亭指出文化是民族的“根”与“魂”，民族文化生态村的建设是以民族文化保护为宗旨。民族文化生态村也主张发展旅游业，但应吸取民俗旅游村的经验教训，防止旅游至上、唯利是图的倾向［44］。王国祥在回顾云南省邱北县仙人洞彝族文化生态村建设过程的基础上，探讨了民族旅游地区文化开发与保护的互动机制［45］。杨家娣通过对传统佤族原始村落翁丁村的研究，指出民族文化生态村是村寨旅游可持续发展的必由之路［46］。黄烨?通过对西双版纳3个傣族村寨的具体规划，探讨了建立“民俗文化生态旅游村”的可持续发展理论体系及其可操作性［47］。   3.3文化生态保护区   文化生态保护区即在特定的区域，采取有效措施保护非物质文化遗产的生存环境。目前，全国已确定10个文化生态保护区，由于仍处于实验阶段，因此暂定名为“文化生态保护实验区”。大多数学者对文化生态保护区持肯定意见，认为文化生态保护区是保护理念的深化和升华［48］，是保护文化生态的一种有效方式［49］，有利于文化遗产的整体性保护［50］。亦有些学者对文化生态保护区持怀疑态度，如陈淑?认为中国的生态博物馆和文化生态保护区是同一语境下的不同表述，其核心理念、保护原则及目标是相同的［51］。吴效群认为文化生态保护区建设没有考虑中国国情，是机械模仿国外的做法，有贪大求全的面子工程的嫌疑［52］。就文化生态保护区建设而言，方利山认为政府主导是关键［48］。刘登翰指出应结合各个生态保护区的具体情况具体分析［53］。陈勤建、尹笑非认为应更新观念，从非文字文化保护的视野营造文化生态保护区［50］。赵艳喜认为，应在尊重物质文化遗产和非物质文化遗产两种不同遗产各自特性和保护规律的前提下，进行整体保护［54］。盛学峰以徽州文化生态保护实验区为例，提出生态保护区建设应具备的基本条件［55］。刘魁立提出文化生态保护区建设的四项原则:开放性原则、发展的原则、主体性原则、尊重寓于文化遗产中的广大民众的价值观［56］。此外，针对旅游开发对文化生态的冲击，杨林提出设立“文化生态补偿特区”的构想［57］。#p#分页标题#e#   4结论与讨论   随着10个国家级文化生态保护实验区的相继建立，中国的文化生态保护研究取得了丰硕的研究成果，但是关于旅游与文化生态保护的研究却较少。研究内容较为宏观，大多处于呼吁旅游可持续发展与文化生态保护的初级阶段，缺少保护的技术性、可操作性措施，缺少对案例地的深入调查及案例地之间的比较研究。研究方法较为单一，多采用SWOT等定性研究方法，缺少定量研究，且跨学科的交叉与综合研究也较为缺乏。旅游与文化生态保护的研究，无论在理论还是实践上都处于探索阶段，笔者认为未来需要加强以下几个方面的研究:   首先，加强旅游与文化生态保护的作用机制研究，理清旅游与文化生态的作用机制是旅游可持续发展与文化生态保护的关键所在。其次，加强文化生态保护个性与旅游开发共性模式的研究，总结出文化生态保护个性与旅游开发共性的模式，从理论和实践上丰富旅游与文化生态的保护研究。再次，加强旅游与文化生态保护的测评研究，量化旅游对文化生态保护的效应。最后，加强旅游利益相关者与文化生态保护主体的关系研究。动员更多的群体加入到旅游可持续发展与文化生态的保护中，把旅游利益相关者培育成文化生态保护的主体，注重培养、提高居民的文化自觉意识，积极建设旅游文化生态。

再生水指污水经水处理工艺处理后具有一定功能的可以回用的水。地球上水资源短缺推动了污水再生利用，预计到2030年，我国缺水量将达130亿m3，再生水可利用量将达到767亿m3［2］。美国、日本、以色列等已将再生水回用作为缓解水资源危机的重要举措，其中以色列再生水回用总量将达到水资源总需求量的四分之一左右［3－4］。农业灌溉是再生水利用的主要形式，澳大利亚的Werribee农场从1897年开始利用再生水灌溉［5］，美国再生水回用量中42%的水量用于农业灌溉［6－7］。近半个世纪以来，随着再生水灌溉区域范围增加，其安全性及对环境的影响引起广泛关注［8－10］，国外相关研究主要集中在灌溉用的再生水对植物生长、土壤质量、地下水质量的影响以及安全灌水技术方面，中国对于再生水灌溉技术的研究起步较晚［11］。近几年，污水资源化循环利用成为缓解我国水资源短缺的主要途径之一［12］，特别是我国北方区域，农业灌溉缺水日趋严重，再生水灌溉得到越来越多的重视［13］。再生水灌溉一方面能避免利用污水直接灌溉所引起的严重的面源污染问题，并为植物生长提供所需养分，增加土壤有机质，从而提高土壤肥力和生产力水平［14］。另一方面，能避免过量的养分、有毒化学物质和病原体等物质同时输入环境生态系统，也会一定程度的减缓环境污染［15］，降低对环境和人类健康的危害。因此，研究再生水灌溉环境生态效应对农业面源污染控制及污水资源化利用具有重要科学意义和实用价值［16］。本文分别综述了近年来国内外对再生水灌溉环境生态效应的研究，并对我国再生水灌溉技术研究发展方向进行了展望。   1再生水灌溉对地下水质量影响研究   长期利用再生水进行灌溉的地区普遍都存在地下水质量变差的问题。通过研究建立科学合理灌溉制度和灌区建设模式，防治再生水灌溉导致的地下水的污染［17］。灌区地下水的防污性能与包气带岩性、地下水力学特征、再生水灌溉制度、灌区工程布置等有关，当前研究主要聚焦于再生水灌溉对地下水盐分、氮素、重金属含量等的影响［11］。在再生水灌溉中由硝化作用产生的NO－2和NO－3会进入地下水，并不断随水从表层向下逐层渗透，造成地下水的NO－2-N和NO－3-N污染［18－19］。关于地下水的另一个最严重的问题就是水资源的迅速盐化，再生水灌溉是水盐化的一个主要原因［20］。KassA等［21］研究表明，饱和含水层地下水的盐分和成分随距离变化非常大，主要由灌溉水源和非饱和层的推移控制。再生水灌溉中的高土壤钠吸附比(SAR)导致土壤中钠的吸收和钙释放到充填水中，地下水中的NO－3主要来源于再生水中NH+4的硝化［17］。MüllerK［22］等进行了含有农药再生水灌溉对地下水污染影响的研究，但是仅限于室内试验，还没有长期的监测数据来支持模拟结论。MenahemR等［23］研究表明再生水中钠含量较高，灌溉入渗补给地下水的过程中，Ca2+与Na+发生离子交换反应，导致地下水中盐分增加。ChenJY等［24］采用δ15N示踪方法研究得出再生水灌溉导致地下水中硝氮含量增加，由于黏土土壤通透性较差，再生水灌溉时反硝化速率显著增加，土壤氮素利用率下降，HoodaAK［25］等的研究解释说，这可以减少氮素渗漏对地下水的威胁。陆桂华［26］的实验结果也表明，再生水灌溉对土壤下层及地下水中NH4+影响较小，但对NO－3影响较大，尤其是长期用再生水灌溉的土壤。李勇等［26］结合我国浅水湖泊的特点，利用土槽试验和数学模拟方法，模拟了两种典型潜水含水层中地下水及其营养物质入湖的规律，揭示了渗流速度和营养物质浓度在湖泊岸坡和湖底两个交界面上的分布形式，并将模型应用到我国的滇池污染治理。宋晓焱等［27］针对焦作市南部新河沿岸灌溉区的污染情况，分别用再生水和大气降水进行了土柱淋滤模拟实验，分析了氯离子、总硬度及TDS在土壤中的迁移转化机理，实验结果表明，渗出液中的污染物浓度最初较小，随后出现最大值，最后开始下降，表明当地浅层地下水中氯离子、总硬度及TDS污染与再生水灌溉有关。吴文勇等［28］为了对再生水灌溉灌区调蓄工程选址提供依据，通过建立5个不同深度监测井研究了再生水灌溉对地下水盐分的影响，再生水经包气带入渗后渗滤液氯离子、全盐、总硬度含量有所增加，12m包气带厚度对总氮、总磷去除率达到97．3%和99．0%以上，但是渗滤液中全盐、总氮、氮磷、总硬度等含量指标接近地下水背景值，未发现再生水灌溉导致地下水水质发生明显变化，说明研究区域再生水渗滤进入地下水对盐分的影响与其他补给水源的影响效果无显著差异，再生水灌溉灌区调蓄工程应建设在具有包气带岩性粗细相间、防污性能较好的区域。   2再生水灌溉对地表水质量影响研究   在再生水灌溉情况下，径流一方面把土壤残留污染物带出农田、流汇水域，另一方面再生水灌溉退水，也将部分排入水域，加之再生水灌溉区域中，N、P等营养物质更为丰富，因此，灌区径流对地表水体有很大的影响。DianeS等［29］利用200m3/hm2的厌氧消化污泥对东北部苏格兰Monaughty森林1．33hm2的试验地进行污水处理和再生水灌溉，研究成熟的欧洲赤松林中土壤排水的化学性质，污水处理中施入了大约400kg/hm2的N和200kg/hm2的P，施用3个月和17个月后，对有机层和矿质层的水文学平衡、净降水量、土壤排水中N和P通量与对照地区进行了比较，发现由于污泥中含大量营养物质的液体占了95%，所以污水处理地区有机土层内可溶性的铵和磷酸盐、矿质层的磷酸盐增加较快，由于污泥在晚秋施入，最初仅含0．05kg/hm2的NO－3，所以矿化增加不明显，只有少量的NO－3被淋洗，1年半后，水处理地区N和P总通量仍然要比对照大，在有机层和矿化层观察到大量的NO－3损失，土壤排水中NH+4、NO－3的浓度与对照相比明显增加了，从最低的土层测得土壤排水中N的总通量超过了整个研究阶段随污泥施入总量的2．5%。HuXD等［30］利用田间测量方法，调查长期再生水灌溉条件下N和P的富集情况，选择位于汤斯维尔、昆士兰州的3个再生水灌溉地点测定N和P浓度，并且已经分别进行了5年、20年和30年的再生水灌溉，不同地点的再生水质量不同。从灌区地点抽取样品分析N、P浓度，结果发现，在土壤分析深度内，大约有19．5%的磷和36．4%的氮已经脱离了土壤植物系统，并总结出了对地表水有污染的威胁的结论［31］。#p#分页标题#e#   3再生水灌溉对土壤质量影响的研究   一般来说土壤都具有一定的自净能力，但土壤的自净力是有限的，长期再生水灌溉会使污染物在土壤中的积累，造成土壤污染，使pH值、盐分等发生变化，出现土壤板结、肥力下降、土体结构和功能失调，破坏了土壤生态平衡，土壤污染后进一步对地下水和农作物造成污染［13，32］。再生水灌溉对土壤质量影响的程度关系到土壤生产能力和生态平衡，通过研究建立再生水灌溉条件下防止土壤质量恶化的技术措施。目前，国内外研究重点包括再生水灌溉对土壤结构、孔隙率、导水率等物理性质、对重金属、持久性有机污染物、盐分、养分等化学性质与土壤微生物群落的影响等方面［11］。LatterellJJ［33］、Al－NakshabandiGA［34］、Mo-hammadMJ［35］和HookJE［36］等研究表明再生水灌溉可以增加土壤中有效磷的含量，土壤中磷的含量主要与土壤的吸附量、作物提取量与污水带入量密切相关，通过收获可以把磷带出土壤－植物系统。BouwerH［37］等研究表明再生水灌溉不会导致土壤环境的pH值上升，但也有研究表明［38－39］，再生水灌溉会导致土壤环境pH值有轻微上升，主要原因是再生水中含有各种营养元素和盐分导致pH值轻微增加。以色列政府1998年和1999年连续两年对全国200余个再生水灌溉的柑橘和鳄梨园的调查发现，与淡水相比，再生水灌溉使SAR、N、P、K和B浓度增加，土壤电导率(EC)和部分重金属的含量无明显变化。再生水灌溉草坪草引起土壤EC值、钾、钠、磷浓度均显著增加，而铁、锰、铜、锌、锌浓度以及pH值无显著影响［39］。再生水灌溉条件下土壤中氮素的利用效率的研究也逐渐受到重视，随着NO－3－N浓度增加、土壤含氧量减少，可以使反硝化作用增强2～50倍［40－41］。SmithCJ［42］等研究表明长期再生水灌溉条件下土壤Cd的累积是不容忽视的问题。WangZ等［43］研究表明长期再生水灌溉对土壤孔隙率和镁含量造成影响，造成土壤密实度增加，对营养物的吸持能力下降，北京市主要污水处理厂二级处理出水中重金属含量比国内或发达国家灌溉水质标准低1～2个数量级。杨金忠等［44］采用污水处理与再生水回用相结合系统，污水中的氮素经过处理后再经过作物的吸收以及氮素的硝化、反硝化等各种迁移转化过程后的氮素浓度可以满足环境排放标准。禹果等［45］利用化学分析和生物测试相结合方法研究再生水灌溉条件下土壤中芳烃受体效应物质的积累、判断土壤生态毒性变化规律，这也是今后研究的主要方向之一，ChenY等［46］研究再生水灌溉条件下土壤多环芳烃污染与无脊椎动物体内发生的基因损伤与修复具有相关性。CarlosA等［47］研究得出，具有30年再生水灌溉历史的土壤重金属含量与对照相比无显著增加。对6～41年再生水灌溉区域的调查发现，TOC、硼、Zn含量随着灌溉年限的增加而增加，有几种作物中的Pb、Cd浓度超标情况突出。对美国干旱与半干旱地区5处再生水灌溉(灌溉时间4～33年)与五处地表水灌溉的高尔夫球场绿地的对比试验研究，土壤EC值与钠吸附比(SAR)分别增加187%和481%，土壤钠、硼分别增加200%和40%，土壤pH值增加0．3个单位，土壤有机质无显著变化，研究区域为干旱少雨地区，土壤蒸发强烈，土壤盐分累积较为明显，可以认为在干旱少雨地区盐分累积是再生水灌溉的主要问题之一［48］。AlitWS等［49］研究表明再生水表面活性剂含量较高时对土壤入渗性能与毛管张力有显著影响。张娟等［50］研究表明再生水灌区土层的金属离子含量、盐分含量、钠吸附比及电导率大体都高于地下水灌区的含量，土壤金属含量和盐分有一定程度的累积。魏益华等［51］研究了再生水灌溉对菜地土壤次生盐渍化及盐分离子和重金属离子累积分布规律的影响。结果表明:除0～15cm土层全盐量增加外，15～45cm土壤层盐分累积现象与自来水灌溉相比无明显差异。短期内采用再生水灌溉不会显著增加土壤阳离子含量，重金属在土壤中的累积也不明显，再生水短期灌溉对土壤环境不会造成污染影响。近年来，苗战霞，等［52］分析了不同水质再生水在不同灌溉模式下对玉米根际土壤特性的影响。结果表明，当土壤中的重金属如Cu2+、Zn2+、Cd2+、Ni2+含量在一定值时，可以抑制微生物的产生［13，31］。宝哲，等［53］研究再生水灌溉下原污灌区土壤中主要盐分离子交换运移规律，采用有污水灌溉背景的两种质地土壤，根据再生水的基本性质及其盐分离子组分，配制4种浓度水平的入渗液，进行土柱模拟试验。结果表明，不同质地土壤在低Na+配制液淋洗下的穿透曲线都出现下凹现象，但Na+在壤土中富集的表现并不显著，而在粉质砂壤土中部分Na+吸附累积时间较长;模拟再生水入渗溶液中不同组分的盐分离子在不同程度上影响污灌土壤中发生的离子化学反应的进行，导致各处理下Na+穿透时间发生显著差异;长期再生水灌溉会对HCO－3含量较高且粉粒比重大的土壤的入渗等性能产生更为不利的影响。再生水灌溉对土壤生态系统影响机理与量化方法的研究需要进一步加强。   4再生水灌溉对作物生长的影响研究   再生水灌溉对农作物生长的影响主要包括两个方面:再生水灌溉对农作物产量的影响，以及再生水灌溉下有害元素在作物体内的累积及对作物品质的影响。国外发达国家对利用再生水灌溉蔬菜开展了不少研究，如AlNakshabandiGA等［54］于1993年在约旦安曼附近应用经过稳定塘处理和经氯消毒的再生水进行茄子生长的田间试验，并以清水灌溉作对照，对茄子的营养物质含量、重金属含量及微生物学性质、产量等进行评价。ArmonD等［55］在以色列对地表滴灌和地下滴灌进行了对比试验，研究发现灌溉系统对病菌的存在范围影响很大，灌溉系统不同，病菌的存在范围也不同，地表滴灌后蛔虫卵存在于地表，地下滴灌后蛔虫卵存在于地表下40cm范围。Al－LahaamO等［56］在约旦进行了清水与再生水不同混合比例对西红柿品质影响的大田试验研究。PolliceA等［57］在意大利应用三级处理的再生水浇灌茴香和西红柿，并以井水为对照，研究不同水质对蔬菜果实的影响。BoleJ［58］，BangeMP［59］，GadallahMAA［60］，左海涛［61］，彭致功［62］和黄冠华，等［63］试验表明，采用再生水灌溉苜蓿、芦苇草、雀麦草、阿尔泰野生黑麦、高麦草，可以促使土壤含氮量增加，提高了作物产量，但再生水中磷含量超过作物需求，苜蓿是利用再生水灌溉的最佳饲料类作物，再生水灌溉导致向日葵叶片氮素含量增加，光合效率增加，植株Ca2+、Mg2+、Cl－含量出现增加。再生水灌溉C4草种可以获得更好的产量与品质［64］，草坪草再生水灌溉可以节肥32%～81%［65］。ParanychianakisNV［66］研究结果表明再生水灌溉对水果生长也有一定影响，再生水中磷、钾、镁、铁等营养元素可以满足葡萄生长的需要，但是再生水灌溉条件下叶片磷、钾含量增加会对葡萄生长存在潜在危害，再生水灌溉香蕉会导致土壤饱和导水率下降，而清水和再生水混合灌溉处理取得较高产量，两处理EC和SAR值的增加并没有导致产量下降［67］，再生水灌溉将促进养分吸收，尽管土壤盐分有所增加，但是并不影响作物生长［68－69］。MurilloJM［70］，GuoLB［71］和MoffatAJ［72］等由于再生水灌溉时中污染物不易进入食物链，林木也成为再生水灌溉的主要研究对象之一。张志华等［73］通过盆栽试验，研究了再生水不同灌溉方式对苜蓿生长发育和品质的影响。结果表明:与清水灌溉相比，再生水能显著增加苜蓿的株高、侧枝数及产草量，但对苜蓿叶面积有一定的抑制作用;再生水灌溉、再生水与清水混灌和轮灌使苜蓿体内可溶性蛋白含量分别增加78．43%、83．68%、72．53%，但再生水灌溉不利于苜蓿可溶性糖的累积．再生水灌溉下，苜蓿植株体内的Mg2+、Ca2+浓度较清水灌溉分别增加了27．78%、26．61%;再生水灌溉及混灌下，苜蓿体内的Fe质量分数较清水灌溉分别降低28．7%、10．1%;再生水灌溉、轮灌和混灌下苜蓿地上部Cd质量分数较清水灌溉分别增加98．6%、89．5%和59．0%，但苜蓿体内重金属Pb、Cd浓度仍低于国家卫生标准(GB13078－2001)规定限量值。说明再生水是苜蓿可利用的灌溉资源，但其长期效应仍需进一步研究。刘洪禄，等［74］研究了再生水灌溉对典型粮食作物冬小麦、夏玉米产量与品质的影响规律，为粮食作物再生水安全灌溉提供科技支撑。通过田间试验得出:再生水灌溉处理与清水处理相比，冬小麦和夏玉米平均增产6．49%和5．42%，再生水灌溉对冬小麦和夏玉米产量没有显著影响(α=0．05);再生水灌溉对冬小麦和夏玉米籽粒中的粗蛋白、可溶性总糖、粗灰分、粗淀粉和还原型Vc含量等主要品质指标无显著性影响(α=0．05);再生水灌溉处理的冬小麦籽粒中全氮质量分数平均增加10．2%、夏玉米籽粒中全氮、全磷质量分数平均增加10．40%和16．40%，冬小麦籽粒中全磷、全钾含量和夏玉米籽粒中的全钾含量没有明显变化。该研究成果对于推动再生水灌溉利用具有积极意义。#p#分页标题#e#   5展望   全球性的水资源相对紧缺给再生水灌溉带来了相当大的发展空间［75］，再生水灌溉可以从一定程度上减轻污水直接灌溉导致的环境和粮食安全问题，但也存在诸多问题。再生水灌溉一定程度上加重了地下水的N污染和盐化，导致地表水体的富营养化，引起土壤结构的破坏和有害物质的累积，虽然对作物的产量具有促进作用，但残留于作物内的有害物质不容忽视。   我国的再生水灌溉的研究尚处在起步阶段，由于我国存在区域结构性缺水，再生水灌溉在缺水的北方具有巨大潜力，而就目前再生水灌溉中存在的问题来看，我国未来再生水灌溉在以下几个涉及到技术、管理、转化机理和环境安全问题等几个方面还需加大投入:①再生水处理新工艺及再生水灌溉新技术和新制度研究;②再生水灌溉标准制定;③再生水灌溉条件下氮、磷、有机物、重金属在土壤植被系统中的迁移转化规律研究;④再生水安全高效灌溉技术、再生水灌溉施肥耦合增产效应及灌溉后农田适宜的灌溉施肥量研究;⑤再生水灌溉对环境影响和健康风险评价指标与评价方法的建立。必须通过技术、管理和科学研究相结合，利用再生水灌溉缓解水资源短缺压力的同时，保证粮食的安全性，并确保其不会对生态环境造成重大危害。

作者：朱鹏颐 单位：福建师范大学经济学院

协同效应原本为一种物理化学现象，是指两种或两种以上的组分相加或调配在一起，所产生的作用大于各种组分单独应用时作用的总和。经济协同效应是指企业兼并后的总体效益要大于两个独立企业效益的算术和。协同学认为:开放系统通过内部的子系统间的协同作用可形成有序结构，使分散甚至相互抵触的成分转变成有序的整体合力，并形成整体功能，而这种整体功能所具有某种全新的性质是在子系统层次中不具备的。其中心思想主要是用系统论的方法，以全局视角，对系统内各层次、各种要素进行统筹考虑，适时调整，使其间关系和谐，从而产生整体增效。生态经济系统包括经济与生态环境两个子系统，经济与生态环境之间存在着天然的不平衡关系。经济系统以利润作为衡量行为是否理性的唯一标准，所以经济效益主要涉及目前和局部利益;而生态环境效益则关系到宏观与长远利益。经济价值标准与生态价值标准之间存在明显冲突。随着经济系统规模不断扩大，经济与环境的不平衡关系也日益激化。生态经济建设正是运用生态经济学原理，协同经济与生态环境关系，形成经济布局合理、环境承载能力不断提高的产业体系，并通过生态链引发工业与农业、生产与消费、城区与郊区、行业与行业之间的协同效应，形成循环型社会，促进区域内的经济与生态的协同发展。可见，协同效应是生态经济建设中的关键问题。目前我国生态经济建设的发展势头良好，生态经济建设重点工程进展顺利，生态经济产业和生态环境保护都取得新的进展;同时生态经济学研究也不断发展，由定性分析开始向定量分析转化，由规范分析转化为实证分析，由均衡分析转化为边际分析。然而我国生态经济建设和研究尚属起始阶段，协同效应应用在理论和实践上都存在一些问题，许多方面表现为不协同现象。本文基于我国生态经济发展的现状，从理论方法和实践运行两个方面，提出强化生态经济系统协同效应的看法。

一、生态经济系统中两个子系统间的协同

生态经济系统中生态与经济两个子系统间的协同，表现为生态系统不断地向经济系统输入物质和能量，而又消化和处理经济系统产生的各种产物，它既构成了经济系统的基础，又制约着经济系统的结构和功能;而经济系统的运行通过各种方式反馈作用于生态系统。两者相互交织、相互作用构成复杂过程。其关键技术在于调控系统内各组分间紧密配合，高度组织化，和谐有序，协同运行。

历史上只求经济发展，忽视生态效益，造成系统运行不协同，已给我们惨痛的教训;反之，只考虑生态效益而忽略经济效益又会造成另一种不协同。于是许多学者致力于两个系统的协同效应研究。一种想法打算应用定量方法探究其最佳协同点，这就得从生态价值与经济价值的评估方法起步。经济效益评估已有常规的方法，于是计算生态效益的创新方法成为研究的热点。Costanza曾尝试评估全球主要生态系统服务功能价值，结果得出全球生态系统服务功能价值为33万亿美元，而当年全球的国民生产总值为18万亿美元，生态价值远超经济价值，这一成果显示评估生态效益的重要性。由于生态系统功能和服务的多面性，因此生态系统服务功能价值也具有多价值性。国内外学者从不同角度提出各种的评价方法。但归纳起来，生态系统服务功能经济价值评估方法可分两类:一是替代市场技术，它以“影子价格”和消费者剩余来表达，评价方法分多种，其中有费用支出法、市场价值法、机会成本法、旅行费用法和享乐价格法;二是模拟市场技术，又称假设市场技术，它以支付意愿和净支付意愿来表达，其评价方法只有一种，即条件价值法。但评估生态系统服务功能价值的研究目前还只是处于起步阶段，现行的许多评估的方法都不甚成熟，亟待科技创新，寻求一个大众公认的、可信的生态效益评估方法。只有评估生态效益找到合适的方法，探究生态经济系统内各要素的定量协同关系才可能起步。再者要探求经济系统与生态系统之间的最佳协同点。尽管生态经济系统内组分十分复杂，包括自然的、社会的和人类活动等因素，又是多变的，有许多不确定因素，研究难度很大，然而探求一种能够客观、真实、准确并易操作的协同定量评价方法还是成为研究的热点。上述研究主要集中两点:设计测定系统协同状态的评价指标体系和建立反映协同程度的协调度函数。但是从众多可选的指标中，选择能很好表现系统运行状态的指标是较难把握的难题，许多学者基于区域自然和社会的特征，充分考虑资料的可获得性、研究尺度的大小、研究范围的大小、研究精度等要求，对众多的指标进行测算、比较、分析和论证，力图找出影响系统协同运行的主导因子，试图建立相对全面、相对科学的指标体系。现在已有很多研究报导，想法各异，尚未取得较为一致的成熟意见。同样情况，协调度函数的研究，也有十多种思路，出现许多争议。总之生态经济系统协调性测度尚在探索中，应作为前沿技术，依靠科技创新的支撑，继续深入研究，才可能达到人们预期的目的。笔者采用层次分析法，建立以经济与社会发展、资源减量投入、资源循环利用、资源环境安全为准则的农业循环经济发展指标体系，对福建省农业循环经济发展水平进行评价。

这一方法可以将许多复杂问题分解成若干层次进行逐步分析比较，解决了大系统中多层次、多目标的决策问题。研究结果表明:福建省农业循环经济的发展水平总体的提高，主要是经济与社会发展因素在发挥作用，而资源、环境等生态因素处于滞后状态。经济与社会发展因素对农业循环经济的推动作用，却因资源、环境等生态因素的滞后，导致了农业循环经济发展综合评价指数增长缓慢。为此提出以减量化、再利用、再循环为原则(3R原则)，以低消耗、低排放、高效率为基本特征，对传统高消耗、高排放、低效率的增长模式进行根本变革，以求得经济与资源、环境子系统之间达到一种理想的协同状态。据此，可以认为发展农业生态经济必须遵循生态规律和经济规律，践行生态建设与富农增收协同发展的方针。

二、知识资源与生态经济系统协同

摘要:以北票市凉水河干河子段防洪工程为例，围绕防洪工程特点及其整治内容，遵循系统性、科学性、独立性、可获取性和完备性等原则，选取水流动性保障度、防洪能力、河流水质、公众满意度及河岸稳定性等指标构建生态环境效应评估体系。针对各项参评因子权重考虑选用模糊聚类迭代法求解，然后运用综合评估模型分析凉水河干河子段西官营镇、大三家乡、台吉镇和凉水河乡防洪工程的生态环境效应，依据生态环境效应评估结果和防洪工程治理状况提出合理的建议。

关键词:防洪工程;生态环境;效应评估;凉水河干河子段

北票市地处辽宁省西部，大凌河流域中游，总面积4545km2，其中耕地面积8．73万hm2，约35%分布于河道两岸，地形概貌为“七山一水二分田”，气候条件十年九旱，以农业为主。境内分布有大凌河、牤牛河、西柳河、十八台河、巴图营河、马友营河、老寨川河等河流，各支流均与次一级构造线平行，与主流呈直交或近似直交的格网水系。好山好水为北票市最宝贵的资源和最闪亮的名片，伴随着城市的发展河道防洪整治越来越引起人们的重视。长期以来，河道沿岸乡镇政府始终致力于河道建设、河流生态保护、防洪整治等，在西官营镇北河套、松台沟、扣卜营、唐杖子、郝松沟、大巴里段和大三家段等相继实施了一系列措施，修建防洪标准为10a一遇的堤防工程5km，修建护岸工程5km，结构形式多为石笼顺坝，对改善河道生态环境、提升河流防洪能力等发挥着巨大作用［1－3］。通过实施长效管养、生态治理、截污纳管、引水配水和生态治理等措施，北票市打造了许多生态示范河道。当前，针对大中型流域及主要江河的生态环境效应评估研究较多，而涉及小型河道或小流域的研究还鲜有报道。因此，本文以北票市凉水河干河子段防洪工程为例，综合考虑水生生物、河岸带状况、景观适宜性、水文水动力等方面要素构建生态效应评估体系，将各项指标权重运用专家咨询与模糊聚类迭代相耦合的方法赋值，综合评估了河道防洪治理效果，并对防洪治理前后的生态环境、水环境变化状况进行科学评价，研究成果可为后期河道防洪治理提供决策支持，为进一步完善防洪整治方案提供科学指导［4］。

1生态环境效应评估体系

1．1评估对象凉水河为大凌河的一级支流，发源于西官营镇平顶山，流经西官营镇、大三家乡、台吉镇、凉水河乡后汇入白石水库，河道总长51km，流域面积731km2，平均比降0．72%，年径流量3435万m3。流域内人口7．4万人，耕地面积0．87万hm2，河流属性为浅丘、季节性河流，径流量下泄方式以洪水为主，河道径流量非汛期很小，基本断流。凉水河流域植被覆盖低，石质山较多，多低山丘陵，土壤侵蚀严重。针对河道治理中存在的突出问题，为进一步提升河道防洪减灾能力，以防洪治理为主要内容对重点险工险段进行治理，坚持考虑两岸、上下游之间的关系，将非工程和工程措施相结合，遵循技术可行、经济合理、重点突出、因地制宜的原则确定近期建设治理目标［5－6］。凉水河干河子段治理工程项目区位于北票市西官营镇和大三家乡，治理段上游起于北票市西官营镇馒头沟桥，止于北票市大三家乡大三家子大桥，起始断面编号为0+000～8+625，治理河长8．625km。选取重点实施项目西官营镇、大三家乡、台吉镇和凉水河乡防洪工程为例，运用综合评估模型评价分析其生态环境效应。

1．2研究内容1．2．1评估体系构建原则。生态环境效应覆盖资源、经济社会、水系统和工程等诸多领域，其内涵特征丰富，对其评估研究涉及到的要素较多。为了更加全面、准确、客观地反映河道防洪治理的生态环境效应，应遵循以下原则构建评估指标体系:a)综合性与针对性原则。明确河道防洪治理的引水配水、生态治理、截污纳管及清淤疏浚等治理手段，结合防洪工程实际状况选取有针对性的评判指标。同时，综合评估体系应在一定程度上体现生态环境效应的客观性，各参评因子具备一定的科学内涵和明确的物理含义，在满足综合性、定量化原则的情况下有适用于不同工程的量化标准。b)完备性与代表性原则。河岸带、水生生物、水文水动力、河道景观和水环境质量这几个要素对河道防洪治理的影响较为显著，所以应着重量化分析上述几个因素，考虑各方面要素建立综合评判体系。c)数据可达性。通过对河道治理相关数据、竣工资料、整治方案和防洪规划的充分分析，评估各项参评因子的数据可获取性。针对数据资料难以获取或获取成本过高的参数，应尽量予以剔除，选取的评价因子数据来源应尽可能的可靠、成本低且可获取性好。1．2．2评估指标的选择。结合相关文献资料［8－10］和河道防洪特点，经有关政府部门商议和专家咨询，按照一定的原则选取水文水动力、河岸带状况、水环境质量、水生生物、景观适宜性、公众满意度6项一级指标构建防洪工程的生态环境效应评估体系，如表1。1．2．3模糊聚类迭代法求解权重。依据专家咨询意见和有关文献资料［11－12］，列举模糊聚类迭代法、AHP法、主成分法、客观赋权法和变异系数法等权重分配的常用方法。其中，模糊聚类迭代法较现有其他可选方法，可以有效减少或消除决策结果受主、客观赋权法影响的片面性。针对生态环境效应各项评估因子权重利用模糊聚类迭代法求解。以综合评估体系中一级指标为例，按照以下流程简要说明权重求解流程，具体如下:步骤一:将重点实施项目西官营镇、大三家乡、台吉镇和凉水河乡防洪工程作为样本，以统一处理后的正、负项指标值作为每个样本的6个指标标准值，从而构造样本特征矩阵，详见公式(1)。X=(xij)(1)式中:xij为生态环境效应参评因子i关于样本j的特征值，其中i=1，2，…，6;j=1，2，…，5。采用合适的隶属函数获取样本集隶属于不同等级的程度，利用公式(2)、(3)求解生态环境效应正向、负向指标的隶属度。步骤二:考虑各项参评因子的具体内涵和特征值，构造生态环境效应评价相对隶属度矩阵R=(rij)。按照c个类别和6个指标值将参评样本集分类，由此获取不同类别下的模糊子集隶属度，详见公式(4)。式中:sih为参评因子i隶属于类别h的程度，其中h=1，2，…，c;i=1，2，…，6。步骤三:根据c个类别和6个指标特征值将4个样本划分，则隶属于各个类别时4个样本的模糊矩阵详见公式(5)。式中:uhj为隶属于类别h时每个样本的相对隶属度。步骤四:设w=(w1，w2，…，w6)为某一参评样本的权向量，一般情况下选用等值法获取初始权向量w0=(0．16，0．16，0．17，0．17，0．17，0．17)。根据以上流程和公式实现循环迭代运算，若前一次计算结果与所有指标的权向量之差满足不超过0．0001的迭代精度，则迭代运算终止，由此获取各项参评因子的最优客观权向量为w0=(0．24，0．14，0．26，0．12，0．12，0．12)。同理，可以获取防洪工程生态环境效应所有参评指标的最优权重。1．2．4评估标准的确定。不同河流所处的经济社会发展水平、自然地理条件和河道整治类型存在较大差异，不同人群对河道防洪整治的期望也不尽相同，所以目前尚未形成统一、明确的生态环境效应评估标准。为了能够更加科学、准确的评价防洪工程生态环境效应，对于评价标准的构建应考虑以下几方面内容:①借鉴生态环境领域惯用的评价标准及国内外有关研究成果;②借鉴河道防洪工程现行设计规范、地方或国家行业标准;③借鉴防洪工程相关文件和流域防洪规划报告;④参考相关期刊文献和学术论文;⑤借鉴权威专家的有关意见和工程验收报告。在详细分析各种规划、标准、文件和文献等相关等级的基础上，结合防洪工程领域有关专家意见建立单指标评判标准，如表2。其中，第一列序号中下一行为二级指标及赋分分值;上一行为二级指标评估标准、监测及调查因子。1．2．5综合评价模型。根据河道防洪工程现状和评估体系构建原则，按照梯阶框架结构初步拟定了14个二级指标和6个一级指标，经适当调整最终构建凉水河干河子段防洪工程生态环境效应评估体系，针对各项参评因子权重利用模糊聚类迭代法求解。将防洪工程生态环境效应选用模糊综合评价法进行分析，通过对比分析各项因子目标值和现状值得到最终的结果。迭代运算后构建生态环境效应评估模型，其数学表达式如公式(6)所示。式中:ak为综合评价体系第k个准则层参评因子的权重及其数值;n、N为各准则层的指标个数和防洪工程生态环境效应综合评估值;bki、Zki为准则层k中参评指标i的权重及其数值;mk为准则层k中的参评因子数。结合北票市凉水河干河子段防洪工程现状和相关研究成果，确定生态环境效应整体评价标准和单项参评因子的评判等级，将生态环境效应划分为差、较差、中等、较好、好5个级别，不同等级下的综合评价值为N＜60、60≤N＜70、70≤N＜80、80≤N＜90、N≥90。1．2．6评价结果。根据已构建的模糊数学评价模型和生态环境效应评价体系，选取北票市凉水河重点实施项目西官营镇、大三家乡、台吉镇和凉水河乡防洪工程为例，以2018年为基准，将各参评指标数据输入模型，最终输出效应评价值如表3。从表3可知，4个防洪治理重点实施项目均达到较好等级，结合防洪工程竣工验收报告和有关部门专家意见，均判定为该结论科学合理。防洪工程的建设实施对于改善凉水河水生态和水环境具有重要作用。纵向分析4个实施项目可知，大三家乡公众满意度和水环境质量得分均为最低。进一步分析其原因为:防洪工程治理前大三家乡段河道水环境最差，项目实施后虽然在一定程度上改善了河流生态环境，但生态环境的修复属于一个漫长的过程，为达到预期目标一般需较长的时间;同时，其水环境质量虽然在一定程度上有所改善，但较其他河段其感官性状和物理指标水平较低，从而使得公众满意度综合评分也较低。因此，大三家乡段生态环境效应得分较低，这可能与一些客观因素相关，一段时间后其综合评分将有所改善。

2决策建议

土地利用是人与自然交叉最为紧密的环节，土地利用及其变化对生态系统的结构和功能，对区域气候、土壤、水文、生物多样性等产生重大影响[1]，从而对生态环境产生深刻影响。当前人类正以前所未有的速度、幅度、程度改变着土地利用和土地覆盖，土地利用/覆盖变化（LUCC）几乎影响了从基因到全球的所有组织水平[2]。1995年国际地圈和生物圈计划（IGBP）和全球变化人文项目计划（IHDP）联合提出“土地利用/覆盖变化科学研究计划”，促进土地利用/覆盖变化研究，认识到土地利用/覆盖变化是生态环境变化的重要起因，并将其列为全球变化4个主要问题之一[3，4]。   研究区域土地利用变化及其生态环境效应变化对于深刻认识区域的生态环境、维持生态平衡、促进区域经济与环境的协调发展具有重要意义[5，6]。国内外学者针对土地利用变化及生态环境效应进行大量探索，主要分为三类，一是LUCC对水、土、气、生等单要素的影响效应，二是LUCC对生态系统服务功能的影响效应，三是LUCC对景观格局的影响效应[7，8]。目前已从对气候、水文、土壤以及生物等单一要素的研究发展到区域生态环境的综合研究[9-12]，但是由于土地利用变化与生态环境间相互作用机制的复杂性，研究多从生态系统服务价值的角度进行[13，14]，由于未对生态服务价值进行区域修正，从而使得研究结果存在偏差，并且可比性较差。鉴于此，本研究在对相对生态价值进行区域修正的基础上开展深入研究。大庆是中国石油之都，石油资源开发占用大量优质草原、耕地等，导致土地利用发生剧烈变化，加之重开发轻管护，其地表植被破坏和生态环境恶化的程度远远超过一般城市。   特别是近20年大庆市经济社会快速发展，土地利用变化空前，直接影响经济社会、生态环境以及国家能源安全。同时，大庆位于我国北方农牧交错带，具有良好的气候、土壤、植被等环境因素以及土地利用的过渡特征，对全球变化的响应和人类活动作用极为敏感，处于IGBP和IHDP确定的陆地带———中国东北样带（NECT）内。因此，以大庆市作为研究区，采用GIS与RS相结合技术，揭示其土地利用变化及生态环境效应，从而深化资源型城市人地关系认识，为大庆市经济社会的持续健康发展提供借鉴。同时，对于保障区域生态安全，促进区域经济社会与环境持续发展，构建良好的土地利用生态安全格局，具有重要的应用价值和典型的科学意义。   1研究区概况   大庆地处松嫩平原中部，属松花江流域，介于北纬45°46′-46°55′，东经124°19′-125°12′之间，是哈大齐轴线的中心，土地总面积为510700hm2。境内无山岭，地势平坦，地形发育主要受水力、风力作用，地貌表现为波状起伏的低平原，稍高处多为平缓的漫岗，其上植被发育较差；平地多为耕地、草原，同时分布着许多面积不等的盐碱小丘；低处多为排水不畅的季节性积水洼地和低位沼泽和碱水泡子。受季风影响，春秋气温变化急剧，多风沙。石油开采极大的改变了大庆市的土地利用/覆盖，驱使土地利用呈多元化发展趋势，形成油田、城市、耕地、草地等用地类型相互交错的复合土地利用模式、石油开采导致地下水大量上升，造成土壤盐渍化、沙化、土壤及水体污染、湿地萎缩等，土地利用的生态环境效应显著。   2数据来源与处理   文中研究数据来源于大庆市1987和2005年SPOT影像，以经过配准的大庆市1∶10万地形图为参照，在ERDAS8.6平台上进行影像校正，获取两期不同时相标准影像。运用遥感信息与地学信息相结合，室内判读与专家经验、野外调查相结合方法，通过人机交互判读得到图形数据和属性数据。同时，采用MAPGIS6.7软件进行土地利用现状信息的提取和数据库建设。根据研究区土地利用方式、覆盖特征等特点，同时参考中国科学院资源环境数据库中1∶10万土地利用分类系统，将研究区分为6大类，即耕地、林地、草地、水域、建设用地和未利用地（图1和图2）。   3大庆市土地利用变化分析   3.1土地利用数量转变   土地利用变化首先表现为不同土地利用类型面积变化，土地利用转移矩阵是研究土地利用变化的重要内容。通过对不同土地利用类型的转化研究，从而把握区域土地利用变化的趋势和结构特征。从表1可知，1987-2005年大庆市土地利用变化幅度：草地＞未利用地＞建设用地＞水域＞耕地＞林地，其中未利用地、建设用地、耕地和林地呈增加趋势，草地和水域呈减少态势。草地由45.41％下降到18.41％，减少137922.21hm2；未利用地从0.98％激增到21.83％，18年间变化率高达2134.65％。源于大庆经济社会快速发展，建设用地增幅较大，并且油田开发建设占用大量草地、水域等，从而导致草地、水域大幅减少。同时，说明在石油开采过程中忽视生态环境保护，导致部分土地退化、盐碱化，致使未利用地大面积增加。为实现耕地数量动态平衡，通过开垦草地、未利用地等补充耕地。1987-2005年研究区土地利用类型转变频繁，共有200617.11hm2土地发生地类转变。其中，草地净减少137922.21hm2，水域净减少17699.54hm2，未利用地净增加106490.84hm2，建设用地净增加32964.27hm2，耕地净增加10563.24hm2，林地净增加5603.41hm2。转移量占主导的是草地退化为未利用地，达89252.99hm2，占总转移量的44.49%；其次是草地开垦为耕地，达21365.34hm2；再次为油田开发及城市建设占用草地，为20718.13hm2；第四位是水域退化为未利用地，为17121.9hm2；其他主要转移类型依次是草地转为林地，耕地转为建设用地，林地转为耕地。   3.2土地利用组合类型   通过上述分析可知大庆市土地利用变化剧烈，为分析其土地利用组合类型变化，采用Weaver-Tomas组合系数法研究其土地利用主要类型变化。Weaver-Tomas组合系数法是将土地的实际分布与假设分布相比较，从而逐步逼近实际分布，得到最接近实际分布的近似分布，该分布组合即为所求组合类型[15]。由表2可知，1987年大庆市的土地利用组合类型数为2，组合类型为水域-耕地型；所辖五区的土地利用组合类型为草地-耕地-水域、草地-耕地、水域-草地、耕地-建设用地-水域四种类型。其中，耕地、水域在大庆市土地利用中占有绝对优势，五个区均存在该土地利用组合类型。说明1987年研究区在土地利用上以农业为主导，农牧业占重要地位。随着大庆市经济社会发展特别是石油工业、城市建设加速，2005年研究区土地利用组合类型数为4，组合类型为草地-水域-建设用地-未利用地型，所辖五区的土地利用组合类型数明显增加，组合类型数为4或5，土地利用结构呈现多样化趋势，但是建设用地、未利用地面积在土地利用结构中占有重要地位，表明其土地利用类型已由农业主导转为工业主导。主要是城市建设、原油开采及其附属设施建设，城市建设用地激增，加之研究区属于闭流区域，排水不畅及原油不合理开采使得草地、耕地等不断退化，导致盐碱地剧增。#p#分页标题#e#   4大庆市土地利用变化生态环境效应   4.1生态环境质量指标构建   土地利用类型可反映不同生态环境特性，代表不同生态环境质量，体现区域生态质量差异性。因而，对各土地利用类型所具有的生态环境质量进行赋值，并与土地利用变化类型和变化过程结合起来，通过建立土地利用与生态环境质量的关联，追踪土地利用及变化的样式、数量和空间特征，从而定量分析区域生态环境变化数量和空间特征[16]。   采用彭建等[17]提出的相对生态价值，依据Costanza等对全球不同生态系统类型服务功能价值测算结果的比例关系，建立土地利用变化与生态环境效应的联系，从而揭示土地利用变化的生态环境效应。由于Costanza计算的全球生态系统服务价值是全球均值[18]，并且某些数值存在偏差。因此，以谢高地制定的中国生态系统单位面积生态服务价值当量[19]为依据，同时结合大庆实际对单位面积年农田自然粮食产量的经济价值作相应修正，即以2005年大庆粮食平均产量5406kg/hm2为基准单产，粮食单价按1.35元/kg，同时考虑没有人力投入自然生态系统提供的经济价值是现有单位面积农田提供的食物生产服务经济价值的1/7[20]，从而计算大庆市单位面积农田每年自然粮食产量经济价值为1042.6元/hm2•a，应用Costanza等提出的估算方法进行测算。鉴于谢高地研究中缺乏建设用地相关数据，参考张淑英等[21]研究成果与其他土地利用类型生态服务价值的比例关系确定。同时，结合研究区实际对各土地利用类型的生态质量在[0-1]内赋值，即为各土地利用类型的相对生态价值，反映单位面积不同土地利用类型的生态价值比例关系。（1）生态环境质量指数生态环境质量指数综合考虑区域各土地利用类型所具有的生态环境质量及面积比例，定量表征区域生态环境质量的总体状况，公式为[22]：EI=ni=1ΣLUi×Ci/TA（1）式中：LUi为区域t时期第i种土地利用类型面积；Ci为区域t时期第i种土地利用类型的生态环境质量指数；TA为区域总面积；n为区域内所有土地利用类型数。（2）土地利用转变类型生态贡献率土地利用转变类型生态贡献率指某一土地利用类型变化导致区域生态质量的改变，公式为[9]：LEI=（EIt+1－EIt）LA/TA（2）式中：EIt+1、EIt为某土地利用变化类型变化末期和初期所具有生态质量指数；LA为该土地利用变化类型的面积；TA为区域土地总面积。   4.2生态环境效应分析   （1）生态环境质量指数变化特征根据公式（1）计算大庆市生态环境质量指数（表4）。由表4可知，1987-2005年大庆市生态环境质量指数总体呈下降态势，从1987年的0.337下降到2005年的0.240，累计减少0.097。而同期大庆市GDP从110.15亿元增加到1326.49亿元，人均GDP增长9.3倍，说明大庆市在经济社会发展中没有正确处理好经济建设与生态环境保护的关系，存在牺牲生态环境的现象，在今后的发展中加大生态环境保护力度，走资源节约与环境友好型的内涵式发展道路。   在各土地利用类型中，研究期内草地、林地的生态环境指数较大，其中耕地、林地、建设用地、未利用地的生态环境质量指数呈增加趋势，而草地、水域生态环境质量指数持续减少。主要是由于大庆的土地利用坚持“地上服务地下”的原则，油田开发建设占用大量的优质草原、耕地、林地等，并且对生态环境造成一定污染和破坏，从而使得土地利用变化产生负面生态效应。（2）土地利用转变类型生态贡献率特征根据土地利用变化矩阵和公式（2）计算大庆市1987-2005年土地利用转变类型生态贡献率，结果见表5。   由表5可知，导致研究区生态环境质量恶化的土地利用变化驱动因子主要是草地和水域退化为未利用地、建设用地规模急剧扩张、毁林毁草造田，其中草地退化为未利用地占生态贡献率的53.59%，建设用地占用占生态贡献率的16.42%，水域退化为未利用地占生态贡献率的7.61，毁林毁草造田占生态贡献率的17.74%。驱使研究区生态环境质量改善的土地利用变化因子主要包括退草还林、退耕还林、退耕还草等，其中退草还林占生态贡献率的62.09%，退耕还林占生态贡献率的15.79%，退耕还草占生态贡献率的10.58%。总体而言，1987-2005年大庆市土地利用类型转变同时存在着生态环境改善和恶化两种趋势，并且改善程度小于恶化程度，导致其生态环境质量总体呈下降态势。   5结论及建议   5.1结论   （1）1987-2005年大庆市土地利用数量变化幅度：草地＞未利用地＞建设用地＞水域＞耕地＞林地。同时土地利用类型转变频繁，共有200617.11hm2土地发生地类转变，其中，草地退化为未利用地是主导，达89252.99hm2，占总转移量的44.49%。主要是由于油田开采石油侵占大量草地、污染部分水域，加之不合理开发利用导致土地盐碱化，从而致使未利用地剧增。   （2）研究区土地利用组合类型数不断增加，1987年大庆市的土地利用组合类型数为2，组合类型为水域－耕地型；而到2005年土地利用组合类型数为4，组合类型为草地－水域－建设用地－未利用地型，各辖区土地利用组合类型数明显增加，组合类型数为4或5。土地利用结构呈现多样化趋势，说明大庆的土地利用类型已由农业为主转为工业为主。   （3）研究区生态环境质量指数总体呈下降态势，说明大庆市在经济社会发展中没有正确处理好经济建设与生态环境保护的关系，存在牺牲生态环境的现象。   （4）1987-2005年大庆市土地利用类型转变同时存在着生态环境改善和恶化两种趋势，并且改善程度小于恶化程度，导致其生态环境质量总体呈下降态势，源于草地和水域退化为未利用地、建设用地规模急剧扩张、毁林毁草造田等。   5.2建议针对上述分析，建议从以下几个方面加强和改善大庆市土地利用生态环境。   （1）围绕大庆市典型石油城市的特点，坚持“在保护中发展，在发展中保护”的方针，合理划分土地生态功能区，建立不同类型的生态功能保护区，保护好土地资源开发利用的生态环境以及土地生态良好区域特别是物种丰富区的土地生态环境，使其土地生态系统和生态功能不受或少受破坏，走资源节约与环境友好型的内涵式发展道路。#p#分页标题#e#   （2）在土地开发利用中统筹协调石油开采与生态环境保护，继续推进天然林保护工程、水土流失综合治理工程、土地“三化”治理等工程，促进土地生态环境的持续好转。   （3）石油开采导致研究区土地的有价值能量流不断减少，而无价值的能量流逐年增加，最终致使土地利用的无序程度增加。因此，将已废弃的油田生产用地以及其中受到一定影响的其他用地进行综合整治、置换等，恢复其生产力，进而提高土地生态、经济、社会价值。   （4）加快资源型城市转型，立足于“大油田、大农田、大草原”地域特色，充分发挥土地生态资源优势和土地潜力，因地制宜地确定主导产业和优势产品，促进产业结构优化升级。依托油气资源，延伸产业链条。以高新技术为先导，发挥比较优势，发展其他非油经济，加快资源主导型向科技主导型经济转变，建设经济社会快速发展与生态环境良好的生态宜居城市。