生态效应范文

生态效应范文第1篇

关键词：旅游生态效应无烟工业生态环境

旅游生态效应指的是一个国家或地区在旅游发展过程中对当地生态环境的影响，这种影响可分为正面影响和负面影响。如果旅游目的地通过发展旅游促使当地生态环境的改善，那么这种影响就是正面的影响；相反，如果导致当地生态环境的恶化，那么这种影响就是负面的影响。效应与效益，效益是关键。只有有了效益，才能产生好的效应；也只有好的效应，才能促使当地旅游业的可持续发展。因此，在旅游开发过程中，要构建一个和谐、积极的旅游生态环境，才会使得旅游发展对当地生态环境起到正面的影响。

旅游发展需重视生态效应研究

（一）旅游业“无烟工业”并非“无污染工业”

“旅游业是无烟产业，不像其他产业那样会对环境造成污染”，此观点的流行或提出有其深刻的历史背景，20世界80年代初期，外国旅游者蜂拥而入，争相一睹中国这一东方古国的神秘色彩。海外游客的大量涌入，除了带来开放的新观念外，也带来了大量的外汇收入，为展翅待飞的中国经济注入了“兴奋剂”，尽管这个时段中国旅游业尚不成熟，但产业的经济效益已令地方政府心动。而且，入境旅游者主要对我国历史悠久的文化感兴趣，比如说故宫、长城、兵马俑等。因此，在这个阶段，认为旅游资源是可再生资源，不存在耗竭问题；旅游业是无烟产业的观点逐步渗透至理论界和决策层。

以上观点的提出在我国旅游发展的初期有一定的道理：其一，当时我国旅游业规模还很小，主要以入境旅游为主，国内旅游处于起步阶段，旅游开发导致的环境问题还不具有普遍性。当初由于旅游人数规模的狭小，他们给旅游地所带来的影响是微不足道的，即使造成了一点点环境的污染，也会通过大自然自身的净化能力将其消化；其二，为引起中央和地方政府对旅游业的重视，将其列入新的经济增长点，提升旅游业的地位，这个观点起到了很大的鼓动作用；其三，西方以牺牲环境为代价来获取经济高速发展的工业发展模式问题已经显现出来，此时国内外理论研究普遍看好旅游业，认为旅游业是个没有污染的产业。

但是随着旅游业的迅猛发展，旅游对环境的负面效应逐渐显露出来，旅游业并不是对环境没有污染，如果不加以重视，也会导致严重的环境问题。法国、西班牙、意大利等国，由于旅游业的飞速发展，沿海的大部分地区已失去了原来的大海、阳光、沙滩、绿树和村落构成的自然景观，这些地区很多已被拥挤的建筑、人群造成的城市化所取代。同时，对野生生物的破坏与液体、固体的废弃物等也污染着这些海滨旅游景点。旅游业使地中海地区的500多种生物受到灭绝的威胁，包括龟和海豹等很多海洋生物遭到灭顶之灾。在喜马拉雅山，旅游增长导致了森林砍伐、固体废弃物的堆积，不仅影响观瞻，还污染环境。在突尼斯这个本来已是滴水如金的国度，旅游业对水的需求导致地下水资源几乎枯竭。在肯尼亚、坦桑尼亚、马达加斯加、毛里求斯、塞舌尔、泰国、马来西亚及其他一些国家，珍贵的自然景观——珊瑚礁也遭到了破坏。

旅游业发展对环境所造成的破坏使得人们越来越清楚地认识到，旅游业并非是人们原来认为的“无污染产业”。旅游业作为一种产业，它也产生各种废物。不仅排放传统工业废物，影响人的健康，而且其产生的“旅游公害”对旅游生态环境的破坏是难以弥补的。因此，在旅游开发过程中，要重视对环境的保护，旅游的发展不仅仅要追求经济效益，同时还要追求社会效益和环境效益。

（二）保护环境是旅游发展的前提

旅游业是对环境依存度很高的产业之一，良好的环境和自然生态是旅游业赖以发展的基础，同时也是实现旅游业可持续发展的基本条件。反之，生态环境的恶化直接导致了旅游环境质量的下降，威胁到旅游业的可持续发展。没有优质的环境，就不能吸引旅游者前来旅游。所以从某种程度上说，旅游是依附环境而发展的。良好的环境是旅游业建立和发展的前提，是一个国家或地区旅游业赖以存在和发展的最基本条件。旅游环境既包括自然环境，也包括人文环境。充满情趣的、未被污染的风景、海滩和山峦、古代的宏伟建筑，富有传统特色、风光绮丽的城镇和村庄等，都构成了旅游产品生产中的基本投入。

以自然环境来说，在众多的人类经济活动中，旅游对自然环境的依存度是非常高的。美丽的景观本身就是非常有价值的旅游资源，换句话说，旅游就是将美丽的自然“环境”卖给游客的一个过程。所以，一旦自然环境受到污染而恶化，旅游者就买不到高质量的旅游产品了，也就无法从旅游中获得满意的旅游体验。可见，环境质量是影响旅游的关键因素之一，旅游事业的成功和自然环境所散发出的吸引力，能给人类带来的喜悦以及旅游者从中体验的舒适程度息息相关。如果这些景观被破坏了，自然美景不复存在，旅游业也就不存在了。最新的一些研究显示，一些自然或位于郊区的旅游点正成为城市旅游者外出旅游和周末休闲度假的首选目的地。城市“人造”的成就越大，人们回归自然的愿望就越大。

旅游生态效应的相关研究

旅游开发对生态环境的影响研究在国外早已受到重视。Wall.G和Wright.G在1977年完成的《TheEnvironmentalImpactofOutdoorManagement》（UniversityofWaterloo）一书中，对旅游开发对自然环境的影响的研究方法、影响机制、环境容量和消除不利影响的措施等进行了探讨；1982年Mathieson.A和Wall.G完成了《Tourism：economic，physicalandsocialimpacts》（Longman，1982），对前述问题进行了细化研究，为后来的研究提供了很好的借鉴。

我国学者对旅游生态效应的研究相对较晚，这与我国现代旅游业起步较晚有直接的关联。宋力夫、杨冠雄、郭来喜对京津地区旅游环境的演变进行了研究；王资荣、郝小波等从1984～1988年对张家界国家森林公园进行了系统调查和检测，大量数据说明张家界旅游人数的急剧增加导致了公园局部环境质量的下降；汪嘉熙从大气污染、水质污染、噪声污染三个方面描述了苏州园林的环境现状；陈传康对由于环境污染引起的北京汉白玉石雕腐蚀进行了研究；周延亭指出了北京存在水体污染、植被破坏、噪声污染、垃圾污染、景观破坏和文物古迹破坏等六个方面的问题。

楚义芳（1991）观察到了旅游地的超载和旅游污染现象，并提出了一些控制措施；刘秉升（1994）观察到了风景名胜区在资源保护和旅游开发之间的矛盾，并提出了一些处理意见；杨春平（1996）等对旅游度假区建设对旅游资源的影响研究；宋秀杰（1997）等对自然保护区旅游开发的环境影响研究；蒋文举（1997）等对峨眉山生态环境的旅游开发影响研究等；刘鸿雁、张金海（1997）研究了旅游干扰对北京香山黄栌林的影响；李贞、保继刚等（1998）研究了旅游开发对广东丹霞山植被的影响；卫智军、杨静（1999）分析了草原旅游对草地的影响；冯学钢、包浩生（1999）对旅游活动对风景区地被植物—土壤环境产生的影响进行了初步研究；陆林（1996）摈弃传统的客观评价方法而采用主观性评价，利用德尔菲法对黄山进行了旅游的区域环境效应实证研究；崔凤军（2001）在《风景旅游区的保护与管理》一书中，对我国目前旅游开发对环境的负面影响进行了深入探讨，并提出了富有建设性的对策；2000～2004年期间，《旅游学刊》刊登的关于资源保护、生态旅游以及可持续发展方面的文章多达56篇，就旅游开发的生态效应进行了相关分析。

从目前我国生态旅游研究的现状可以看出研究的一些特点：研究多限于实证研究，理论研究相对比较少，特别是对生态环境效应的影响因子、评价体系等的研究就更少了；研究的侧重点主要是自然生态环境，涉及到人文生态环境的比较少；研究的内容大都与旅游容量、旅游承载力息息相关。

结论

生态效应范文第2篇

内容摘要：生态环境是影响区域旅游发展的重要因素之一。因此，在旅游发展过程中要重视对生态环境的保护。本文阐述了旅游生态效应的涵义，接着分析了旅游生态效应的必要性，并对我国旅游生态效应的研究现状进行分析。

关键词：旅游生态效应无烟工业生态环境

旅游生态效应指的是一个国家或地区在旅游发展过程中对当地生态环境的影响，这种影响可分为正面影响和负面影响。如果旅游目的地通过发展旅游促使当地生态环境的改善，那么这种影响就是正面的影响；相反，如果导致当地生态环境的恶化，那么这种影响就是负面的影响。效应与效益，效益是关键。只有有了效益，才能产生好的效应；也只有好的效应，才能促使当地旅游业的可持续发展。因此，在旅游开发过程中，要构建一个和谐、积极的旅游生态环境，才会使得旅游发展对当地生态环境起到正面的影响。

旅游发展需重视生态效应研究

（一）旅游业“无烟工业”并非“无污染工业”

“旅游业是无烟产业，不像其他产业那样会对环境造成污染”，此观点的流行或提出有其深刻的历史背景，20世界80年代初期，外国旅游者蜂拥而入，争相一睹中国这一东方古国的神秘色彩。海外游客的大量涌入，除了带来开放的新观念外，也带来了大量的外汇收入，为展翅待飞的中国经济注入了“兴奋剂”，尽管这个时段中国旅游业尚不成熟，但产业的经济效益已令地方政府心动。而且，入境旅游者主要对我国历史悠久的文化感兴趣，比如说故宫、长城、兵马俑等。因此，在这个阶段，认为旅游资源是可再生资源，不存在耗竭问题；旅游业是无烟产业的观点逐步渗透至理论界和决策层。

以上观点的提出在我国旅游发展的初期有一定的道理：其一，当时我国旅游业规模还很小，主要以入境旅游为主，国内旅游处于起步阶段，旅游开发导致的环境问题还不具有普遍性。当初由于旅游人数规模的狭小，他们给旅游地所带来的影响是微不足道的，即使造成了一点点环境的污染，也会通过大自然自身的净化能力将其消化；其二，为引起中央和地方政府对旅游业的重视，将其列入新的经济增长点，提升旅游业的地位，这个观点起到了很大的鼓动作用；其三，西方以牺牲环境为代价来获取经济高速发展的工业发展模式问题已经显现出来，此时国内外理论研究普遍看好旅游业，认为旅游业是个没有污染的产业。

但是随着旅游业的迅猛发展，旅游对环境的负面效应逐渐显露出来，旅游业并不是对环境没有污染，如果不加以重视，也会导致严重的环境问题。法国、西班牙、意大利等国，由于旅游业的飞速发展，沿海的大部分地区已失去了原来的大海、阳光、沙滩、绿树和村落构成的自然景观，这些地区很多已被拥挤的建筑、人群造成的城市化所取代。同时，对野生生物的破坏与液体、固体的废弃物等也污染着这些海滨旅游景点。旅游业使地中海地区的500多种生物受到灭绝的威胁，包括龟和海豹等很多海洋生物遭到灭顶之灾。在喜马拉雅山，旅游增长导致了森林砍伐、固体废弃物的堆积，不仅影响观瞻，还污染环境。在突尼斯这个本来已是滴水如金的国度，旅游业对水的需求导致地下水资源几乎枯竭。在肯尼亚、坦桑尼亚、马达加斯加、毛里求斯、塞舌尔、泰国、马来西亚及其他一些国家，珍贵的自然景观——珊瑚礁也遭到了破坏。

旅游业发展对环境所造成的破坏使得人们越来越清楚地认识到，旅游业并非是人们原来认为的“无污染产业”。旅游业作为一种产业，它也产生各种废物。不仅排放传统工业废物，影响人的健康，而且其产生的“旅游公害”对旅游生态环境的破坏是难以弥补的。因此，在旅游开发过程中，要重视对环境的保护，旅游的发展不仅仅要追求经济效益，同时还要追求社会效益和环境效益。

（二）保护环境是旅游发展的前提

旅游业是对环境依存度很高的产业之一，良好的环境和自然生态是旅游业赖以发展的基础，同时也是实现旅游业可持续发展的基本条件。反之，生态环境的恶化直接导致了旅游环境质量的下降，威胁到旅游业的可持续发展。没有优质的环境，就不能吸引旅游者前来旅游。所以从某种程度上说，旅游是依附环境而发展的。良好的环境是旅游业建立和发展的前提，是一个国家或地区旅游业赖以存在和发展的最基本条件。旅游环境既包括自然环境，也包括人文环境。充满情趣的、未被污染的风景、海滩和山峦、古代的宏伟建筑，富有传统特色、风光绮丽的城镇和村庄等，都构成了旅游产品生产中的基本投入。

以自然环境来说，在众多的人类经济活动中，旅游对自然环境的依存度是非常高的。美丽的景观本身就是非常有价值的旅游资源，换句话说，旅游就是将美丽的自然“环境”卖给游客的一个过程。所以，一旦自然环境受到污染而恶化，旅游者就买不到高质量的旅游产品了，也就无法从旅游中获得满意的旅游体验。可见，环境质量是影响旅游的关键因素之一，旅游事业的成功和自然环境所散发出的吸引力，能给人类带来的喜悦以及旅游者从中体验的舒适程度息息相关。如果这些景观被破坏了，自然美景不复存在，旅游业也就不存在了。最新的一些研究显示，一些自然或位于郊区的旅游点正成为城市旅游者外出旅游和周末休闲度假的首选目的地。城市“人造”的成就越大，人们回归自然的愿望就越大。

旅游生态效应的相关研究

旅游开发对生态环境的影响研究在国外早已受到重视。Wall.G和Wright.G在1977年完成的《TheEnvironmentalImpactofOutdoorManagement》（UniversityofWaterloo）一书中，对旅游开发对自然环境的影响的研究方法、影响机制、环境容量和消除不利影响的措施等进行了探讨；1982年Mathieson.A和Wall.G完成了《Tourism：economic，physicalandsocialimpacts》（Longman，1982），对前述问题进行了细化研究，为后来的研究提供了很好的借鉴。

我国学者对旅游生态效应的研究相对较晚，这与我国现代旅游业起步较晚有直接的关联。宋力夫、杨冠雄、郭来喜对京津地区旅游环境的演变进行了研究；王资荣、郝小波等从1984～1988年对张家界国家森林公园进行了系统调查和检测，大量数据说明张家界旅游人数的急剧增加导致了公园局部环境质量的下降；汪嘉熙从大气污染、水质污染、噪声污染三个方面描述了苏州园林的环境现状；陈传康对由于环境污染引起的北京汉白玉石雕腐蚀进行了研究；周延亭指出了北京存在水体污染、植被破坏、噪声污染、垃圾污染、景观破坏和文物古迹破坏等六个方面的问题。

楚义芳（1991）观察到了旅游地的超载和旅游污染现象，并提出了一些控制措施；刘秉升（1994）观察到了风景名胜区在资源保护和旅游开发之间的矛盾，并提出了一些处理意见；杨春平（1996）等对旅游度假区建设对旅游资源的影响研究；宋秀杰（1997）等对自然保护区旅游开发的环境影响研究；蒋文举（1997）等对峨眉山生态环境的旅游开发影响研究等；刘鸿雁、张金海（1997）研究了旅游干扰对北京香山黄栌林的影响；李贞、保继刚等（1998）研究了旅游开发对广东丹霞山植被的影响；卫智军、杨静（1999）分析了草原旅游对草地的影响；冯学钢、包浩生（1999）对旅游活动对风景区地被植物—土壤环境产生的影响进行了初步研究；陆林（1996）摈弃传统的客观评价方法而采用主观性评价，利用德尔菲法对黄山进行了旅游的区域环境效应实证研究；崔凤军（2001）在《风景旅游区的保护与管理》一书中，对我国目前旅游开发对环境的负面影响进行了深入探讨，并提出了富有建设性的对策；2000～2004年期间，《旅游学刊》刊登的关于资源保护、生态旅游以及可持续发展方面的文章多达56篇，就旅游开发的生态效应进行了相关分析。

从目前我国生态旅游研究的现状可以看出研究的一些特点：研究多限于实证研究，理论研究相对比较少，特别是对生态环境效应的影响因子、评价体系等的研究就更少了；研究的侧重点主要是自然生态环境，涉及到人文生态环境的比较少；研究的内容大都与旅游容量、旅游承载力息息相关。

结论

生态效应范文第3篇

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。

生态效应范文第4篇

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、部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。

生态效应范文第5篇

Smit等[13]提出生态环境累积效应评价要从空间分析、关联分析、生物地学分析、交互干扰、生态模型及专家意见等多角度开展。薛联青等[14]建立了累积效应响应因子的阈值模型；Jordan等[15]研究了人类扰动对墨西哥湾沿岸不同规模渔场的珍稀水产品栖息地的生态累积影响，建立了多指标协同评价预测模型。King等[16]将以往评价水产养殖业环境影响的模型提升为包括累积影响在内的协同评价模型。Nitschke[17]利用栖息地模型结合GIS技术进行区域的ECI研究。Chen等[18]则建立了针对河流水坝系统的多尺度ECI分析框架。Hogan等[19]在评价美国佛罗里达南部的区域景观变化的ECI时，设计了一个包含6个子系统的自组织评价模型；常青等[20]在矿区生态风险评价时设计了土地破坏累积作用指数概念模型，以此来评价矿区土地的累积负效应。3S技术在ECI研究中应用的比较普遍[21～22]，目前已被证明是ECI研究中反演时空累积特征的有效方法之一[23]。例如吴贻兵等在研究西北干旱半干旱地区生态环境变化趋势中采用了系统动力学方法进行动态模拟；Gustafson等[24]采用物种多样性指数对比评价几种森林管护政策对森林景观的累积影响。Nitschke[17]的研究则表明资源开发对生态整体性的影响可以用生物多样性变化来表达；张洪波等[25]的研究表明水文变异法（RVA）适于表征河流梯级开发对水生态要素的累积影响；连达军等[26]建立了以土地利用/覆被态势指数和土壤侵蚀强度等指标描述矿区生态环境采动累积效应分析的程度方法。

2ECI机理与协同效应研究

ECI的发生机理与机制是目前ECI研究的核心科学问题。生态系统中多个要素的协同、拮抗等相互作用，是引起生态完整性风险的原因[17]，揭示这些相互作用发生的驱动力和作用机理，则是一个更加复杂的问题，需要通过数学模型、计算机模拟、实验模拟以及上述方法的综合等多样化的研究手段[23]。何鹏等[27]研究了南水北调工程梯级电站建设造成的渠道径流、水温、水质、泥沙和水生动植物等方面的累积效应发生规律和机理；陈庆伟等[28]尝试用交互矩阵法研究两个以上开发活动叠加对流域水环境产生的累计影响程度。生态累积的负效应无疑是生态风险所在，因而生态累积效应往往与态安全或生态风险进行协同研究。张晓等[29]建立了农业生产指数与生态安全指数协同评价方法，以此来评价贵州省县域农业经济的ECI。气候变化是区域生态环境变化的大背景，立足于区域生态安全和应对气候变化的ECI协同研究，目前也成为气候变化研究的重要组成部分[30]。

3生态累积效应研究的热点区域

3.1重大水利工程建设影响区域

水利工程建设不仅作用于区域水环境、水生态，而且影响到流域生态系统组成、结构和功能的方方面面，时空尺度的积累作用都非常显著。钟华平等通过长时段的径流量、水温、水质、泥沙和鱼类等实测值的时空分布，对澜沧江流域8个梯级水电站和黄河上游梯级开发等的ECI进行了研究[31～33]；Nitschke[17]利用长期野外调查数据研究了加拿大东北部典型区域资源开发活动中在生物多样性和生态完整性方面的累积效应；Mantel[34]的研究则揭示了南非小型水坝在河流水文和水化学方面的累积效应；Du[35]与Kang[36]等利用采水漏斗和地面沉降数据分析了河北省东部平原区深层地下水开采造成的累积效应及各效应的相互关系，预测了今后的变化方向与关键点位；邱兴春等[37]对乌江流域水电梯级开发对周边陆生生态系统的影响进行了初步分析。

3.2矿产资源开发影响区域

矿产资源开发往往引发生态恶化、环境污染、资源破坏和地质灾害高发等一系列后果，具有很强的累积和放大作用，因此，矿区是生态风险研究的焦点区域，这方面的研究在一定程度上就是对矿业开发ECI负效应的静态评价和动态预测[20]。专门性的矿产开发区域ECI研究主要是以水土要素为主要对象，以典型矿区为范例，辨识矿区生态环境累积效应形式、途径和特点[38]。由于矿区的采动活动对土地系统的干扰巨大[39]，因而土地系统的演化成为监测和评估矿区ECI效应的核心[40]，3S技术成为矿区ECI研究的有效工具。

3.3人工绿洲区域

绿洲是生态环境变化的高敏地区，对气候变化和人类活动的响应非常迅捷，人工绿洲开发建设无论在空间上还是时间上，生态系统都会产生序列性变化。研究显示，沙漠绿洲的开发，必然改变绿洲与荒漠系统的能量交换和物质循环，在区域层面上往往表现出两种截然相反的反馈作用，即环境变好—绿洲发展—环境更好—绿洲再发展和环境恶化—绿洲退化—环境更坏—绿洲再退化[41]。对绿洲生态环境带来最大累积效应的因素是农业开发[42]，有关克里雅绿洲1991～2002年间的土地利用变化对绿洲和绿洲荒漠交界带产生的生态环境影响及其ECI研究表明[43]，绿洲生态在短时期内表现出的正效应大于负效应，但从长时间尺度上看国内外的绿洲开发，此两种情形比比皆是[44～45]，正效应和负效应质的转变往往在量的累积基础上发生。

3.4湿地及其他典型区域

湿地往往是区域物质流动、中转和汇聚的场所，ECI的放大作用表现突出，因而也是ECI研究的典型区域。湿地水位、水量等与ECI的关系[46～47]、湿地景观累积变化的生态影响等是湿地区域ECI研究重要内容[47]。近年来，湿地组成、功能及其生态服务等对ECI的响应问题研究成为研究热点，如刘红玉等研究水禽对湿地景观变化的响应[48~49]；衷平等[10]采用生态功能指数评价云南公路网建设对岭谷区湿地的负效应；孙贤斌等研究湿地廊道效应对土地利用变化的响应[50]；Trautwein等[51]研究了湿地水文特征对鱼类长度的累积影响；等等。温敏霞等[52]采GIS手段和生态足迹评价法，分析了我国东北样带生态容量时空积累特征；袁兆华等[53]利用不同耕作年限的湿地土壤理化数据，研究三江平原耕作活动对湿地土壤的累积影响。

4区域开发的生态累积效应研究展望

综上所述，ECI研究是在ECIA工作的需求中发展起来的，并随着评价工作的深入而不断深化，目前已形成了以生态监测和遥感数据采集为基础，以多种动态模拟方法和相关分析法为支撑，以评价和预测、预警为目的的研究体系。但是由于ECI过程的长期性，内涵的复杂性和多面性，外延的广泛性，数据来源的局限性和片面性，等等，ECI研究尽管需求紧迫[53]，但在国内外，尤其是国内开展的并不广泛，还没有比较公认的成熟方法和分析框架，对于大规模的开发和建设活动——如三峡大坝建设、三北防护林工程建设、退耕还林草工程建设等，还没有开展时空尺度的ECI综合评价。而对于现今的矿产区、流域、湿地等热点区域，研究的内容还很局限，在矿产区主要对植被覆盖、土地利用变化以及地形这三个因子进行研究，运用生态位元素的量化及计算方法、利用景观表征模型以及SD-CA-GIS模型等进行ECI分析[54]。流域的梯级开发累积效应主要分析了水文径流、水质、水温、鱼类以及局地气候等几个方面，在水生生境、生物多样性、社会、经济结构等几个方面还未做深入研究[31]。还有学者研究了公路网、水量、水位、景观等对湿地生态功能的影响[10,45～47]。这些研究方法及研究内容在一定程度上解决了区域的时空累积效应问题。由于区域的发展是一个以经济、环境、工程和社会等多种要素相互结合的复杂生态系统，影响的空间范围大，涉及因子多，部分因子还难以量化[54]。因此，对于区域开发的生态累积效应既需要进行综合评价，也应当选取典型因子进行重点分析。ECI研究今后将在以下三个方面加强：一是针对重大项目选择生态敏感部位开展ECI的长期监测，并充分依托不断完善的生态监测和研究网络，如中国生态系统定位研究网络（CERN）和国家陆地生态系统定位研究网络（CTERN）；二是建立主导因素与综合评价相结合的ECI评价理论框架和数量模型，可以使研究工作系统化、明晰化和快捷化，也有助于开展流域或大区域开发活动的ECI评价研究；三是ECI的机理与过程研究将随着研究手段和方法的完善而进一步深入，从而提高生态风险科学预测的准确度。可以预期，在我国倡导生态文明、推进“五位一体”建设的大背景下，随着工程建设项目环境影响后评价制度的逐步建立和完善，ECIA的需求会越来越大，这无疑将大大促进ECI研究的进一步发展。

生态效应范文第6篇

关键词：旅游生态效应 无烟工业 生态环境

旅游生态效应指的是一个国家或地区在旅游发展过程中对当地生态环境的影响，这种影响可分为正面影响和负面影响。如果旅游目的地通过发展旅游促使当地生态环境的改善，那么这种影响就是正面的影响；相反，如果导致当地生态环境的恶化，那么这种影响就是负面的影响。效应与效益，效益是关键。只有有了效益，才能产生好的效应；也只有好的效应，才能促使当地旅游业的可持续发展。因此，在旅游开发过程中，要构建一个和谐、积极的旅游生态环境，才会使得旅游发展对当地生态环境起到正面的影响。

旅游发展需重视生态效应研究

（一）旅游业“无烟工业”并非“无污染工业”

“旅游业是无烟产业，不像其他产业那样会对环境造成污染”，此观点的流行或提出有其深刻的历史背景，20世界80年代初期，外国旅游者蜂拥而入，争相一睹中国这一东方古国的神秘色彩。海外游客的大量涌入，除了带来开放的新观念外，也带来了大量的外汇收入，为展翅待飞的中国经济注入了“兴奋剂”，尽管这个时段中国旅游业尚不成熟，但产业的经济效益已令地方政府心动。而且，入境旅游者主要对我国历史悠久的文化感兴趣，比如说故宫、长城、兵马俑等。因此，在这个阶段，认为旅游资源是可再生资源，不存在耗竭问题；旅游业是无烟产业的观点逐步渗透至理论界和决策层。

以上观点的提出在我国旅游发展的初期有一定的道理：其一，当时我国旅游业规模还很小，主要以入境旅游为主，国内旅游处于起步阶段，旅游开发导致的环境问题还不具有普遍性。当初由于旅游人数规模的狭小，他们给旅游地所带来的影响是微不足道的，即使造成了一点点环境的污染，也会通过大自然自身的净化能力将其消化；其二，为引起中央和地方政府对旅游业的重视，将其列入新的经济增长点，提升旅游业的地位，这个观点起到了很大的鼓动作用；其三，西方以牺牲环境为代价来获取经济高速发展的工业发展模式问题已经显现出来，此时国内外理论研究普遍看好旅游业，认为旅游业是个没有污染的产业。

但是随着旅游业的迅猛发展，旅游对环境的负面效应逐渐显露出来，旅游业并不是对环境没有污染，如果不加以重视，也会导致严重的环境问题。法国、西班牙、意大利等国，由于旅游业的飞速发展，沿海的大部分地区已失去了原来的大海、阳光、沙滩、绿树和村落构成的自然景观，这些地区很多已被拥挤的建筑、人群造成的城市化所取代。同时，对野生生物的破坏与液体、固体的废弃物等也污染着这些海滨旅游景点。旅游业使地中海地区的500多种生物受到灭绝的威胁，包括龟和海豹等很多海洋生物遭到灭顶之灾。在喜马拉雅山，旅游增长导致了森林砍伐、固体废弃物的堆积，不仅影响观瞻，还污染环境。在突尼斯这个本来已是滴水如金的国度，旅游业对水的需求导致地下水资源几乎枯竭。在肯尼亚、坦桑尼亚、马达加斯加、毛里求斯、塞舌尔、泰国、马来西亚及其他一些国家，珍贵的自然景观——珊瑚礁也遭到了破坏。

旅游业发展对环境所造成的破坏使得人们越来越清楚地认识到，旅游业并非是人们原来认为的“无污染产业”。旅游业作为一种产业，它也产生各种废物。不仅排放传统工业废物，影响人的健康，而且其产生的“旅游公害”对旅游生态环境的破坏是难以弥补的。因此，在旅游开发过程中，要重视对环境的保护，旅游的发展不仅仅要追求经济效益，同时还要追求社会效益和环境效益。

（二）保护环境是旅游发展的前提

旅游业是对环境依存度很高的产业之一，良好的环境和自然生态是旅游业赖以发展的基础，同时也是实现旅游业可持续发展的基本条件。反之，生态环境的恶化直接导致了旅游环境质量的下降，威胁到旅游业的可持续发展。没有优质的环境，就不能吸引旅游者前来旅游。所以从某种程度上说，旅游是依附环境而发展的。良好的环境是旅游业建立和发展的前提，是一个国家或地区旅游业赖以存在和发展的最基本条件。旅游环境既包括自然环境，也包括人文环境。充满情趣的、未被污染的风景、海滩和山峦、古代的宏伟建筑，富有传统特色、风光绮丽的城镇和村庄等，都构成了旅游产品生产中的基本投入。

以自然环境来说，在众多的人类经济活动中，旅游对自然环境的依存度是非常高的。美丽的景观本身就是非常有价值的旅游资源，换句话说，旅游就是将美丽的自然“环境”卖给游客的一个过程。所以，一旦自然环境受到污染而恶化，旅游者就买不到高质量的旅游产品了，也就无法从旅游中获得满意的旅游体验。可见，环境质量是影响旅游的关键因素之一，旅游事业的成功和自然环境所散发出的吸引力，能给人类带来的喜悦以及旅游者从中体验的舒适程度息息相关。如果这些景观被破坏了，自然美景不复存在，旅游业也就不存在了。最新的一些研究显示，一些自然或位于郊区的旅游点正成为城市旅游者外出旅游和周末休闲度假的首选目的地。城市“人造”的成就越大，人们回归自然的愿望就越大。

旅游生态效应的相关研究

旅游开发对生态环境的影响研究在国外早已受到重视。wall.g和wright.g在1977年完成的《the environmental impact of outdoor management》（university of waterloo）一书中，对旅游开发对自然环境的影响的研究方法、影响机制、环境容量和消除不利影响的措施等进行了探讨；1982年mathieson.a和wall.g完成了《tourism：economic，physical and social impacts》（longman，1982），对前述问题进行了细化研究，为后来的研究提供了很好的借鉴。

我国学者对旅游生态效应的研究相对较晚，这与我国现代旅游业起步较晚有直接的关联。宋力夫、杨冠雄、郭来喜对京津地区旅游环境的演变进行了研究；王资荣、郝小波等从1984～1988年对张家界国家森林公园进行了系统调查和检测，大量数据说明张家界旅游人数的急剧增加导致了公园局部环境质量的下降；汪嘉熙从大气污染、水质污染、噪声污染三个方面描述了苏州园林的环境现状；陈传康对由于环境污染引起的北京汉白玉石雕腐蚀进行了研究；周延亭指出了北京存在水体污染、植被破坏、噪声污染、垃圾污染、景观破坏和文物古迹破坏等六个方面的问题。

楚义芳（1991）观察到了旅游地的超载和旅游污染现象，并提出了一些控制措施；刘秉升（1994）观察到了风景名胜区在资源保护和旅游开发之间的矛盾，并提出了一些处理意见；杨春平（1996）等对旅游度假区建设对旅游资源的影响研究；宋秀杰（1997）等对自然保护区旅游开发的环境影响研究；蒋文举（1997）等对峨眉山生态环境的旅游开发影响研究等；刘鸿雁、张金海（1997）研究了旅游干扰对北京香山黄栌林的影响；李贞、保继刚等（1998）研究了旅游开发对广东丹霞山植被的影响；卫智军、杨静（1999）分析了草原旅游对草地的影响；冯学钢、包浩生（1999）对旅游活动对风景区地被植物—土壤环境产生的影响进行了初步研究；陆林（1996）摈弃传统的客观评价方法而采用主观性评价，利用德尔菲法对黄山进行了旅游的区域环境效应实证研究；崔凤军（2001）在《风景旅游区的保护与管理》一书中，对我国目前旅游开发对环境的负面影响进行了深入探讨，并提出了富有建设性的对策；2000～2004年期间，《旅游学刊》刊登的关于资源保护、生态旅游以及可持续发展方面的文章多达56篇，就旅游开发的生态效应进行了相关分析。

从目前我国生态旅游研究的现状可以看出研究的一些特点：研究多限于实证研究，理论研究相对比较少，特别是对生态环境效应的影响因子、评价体系等的研究就更少了；研究的侧重点主要是自然生态环境，涉及到人文生态环境的比较少；研究的内容大都与旅游容量、旅游承载力息息相关。

结论

生态效应范文第7篇

关键词:生态学 生态园林 生态效应 园林植物

0 引言

随着我国城镇化水平的不断提升,城镇生态形势日益严峻,人们的环境意识不断提高,城镇生态环境的建设正实现从绿化层面向生态层面的过渡,传统的造园技术正面临着前所未有的挑战。然而,根据生态学原理,并应用现代科技手段逐步创建,在生态文明时代形成可持续发展的城镇生态园林,构建人与自然的和谐环境。那么,如何将生态的内涵赋予到园林规划与设计中去,以及如何构建绿地生态效应的城镇生态园林成为园林工作者的新挑战。

1 植物生态

1.1 植物生态学与城镇生态园林的内涵 植物生态学是研究植物之间、植物与环境之间相互关系的科学。其研究内容主要包括植物个体对不同环境的适应性,及环境对植物个体的影响;植物种群和群落在不同环境中的形成及发展过程;以及在生态系统的能量流动、物质循环中植物的作用。植物生态学包括个体生态学、种群生态学、群落生态学和生态系统学四个部分。植物生态学则是环境保护的理论基础之一。其使命是利用植物生态学的原理,揭示植物和环境之间的关系,掌握自然规律,以便人类合理开发、利用资源,治理和保护环境,使人们在进行生产活动时达到最好的生态效应和经济效益。

1.2 城镇园林植物的生态效应 园林植物是城镇生态系统的重要组成部分,它的生态效应一直受到有关专业人员的重视。园林植物具有维持城镇碳氧平衡、蒸腾吸热、净化空气、监测环境污染和降低城镇噪音等生态效应。

1.2.1 维持城镇碳氧平衡 植物通过光合作用吸收CO2,释放O2在城镇低空范围内从总量上调节和改善城镇的碳氧平衡状况,改善地区的空气质量。

1.2.2 蒸腾吸热降低城镇气温 植物通过蒸腾作用消耗城镇中的辐射热,以及通过植物枝叶形成浓荫来阻挡太阳的直接辐射和来之路面和墙面等的放射热,产生降温增湿效应,对缓解城镇热岛效应具有重要意义。

1.2.3 净化城镇空气 经济的高速发展致使SO2、HF 和Cl2等成为大气的主要污染源。不同园林植物对SO2的吸收、净化能力的大小与其形态、叶量、叶面积、气孔开度等有密切关系,即使生物量相同吸收硫的量也不同。HF是常见的危害植物生长的污染物,各种植物对HF的抗性有明显的差异。一般而言,敏感植物的容氟量低,抗性植物的容氟量高。Cl2它是大气环境主要污染物之一,对植物的危害往往比SO2、HF 等更为严重。Cl2对植物叶片组织有很强的杀伤力。不同的植物对Cl2的敏感性相差很大,一般来说,常绿的比阔叶树抗性弱或敏感。

大量研究证明,植物可以起到滞尘作用。不同的园林植物,由于各自叶面粗糙性、树冠结构、枝叶密度和叶面倾角的差异,导致它们滞留粉尘能力的差异。一方面植物可以通过滞尘作用,减少附着于尘埃而悬浮于空气中的细菌数量。另一方面园林植物的分泌物具有较强的杀菌作用。植物分泌的气体挥发物中有大量的杀菌或抑菌物质占气体挥发物总量的30%~50%。

1.2.4 监测环境污染和降低城镇噪音 植物群落周边环境的变化会直接或间接的影响到植物群落,它们之间的关系密切。植物群落中的各种植物对大气污染的反应程度不同,人们可以据此来了解空气的污染程度。同样种植园林植物对降低噪音具有重要作用。理论上讲40m宽的林带可使噪音减少10dB~15dB,绿化的街道比不绿化的街道可减少噪音8dB~10dB。

2 城镇生态园林植物的选择

提高城镇园林植物生态功能,一方面应尽可能地扩大城镇绿地面积,提高绿化覆盖率;另一方面应充分利用绿化空间,合理利用园林植物的配植结构,提高现有绿地上的绿量。由于城镇用地紧张,采用复层结构能够提高单位绿化面积上的绿量,从而使得园林植物最大限度地发挥生态功能。

3 我国城镇生态园林建设中存在的问题

按照国家生态园林城镇的标准与评估要求,目前城镇生态园林规划与建设中由于规划的指导性不足和研究力度不够而存在的一些问题。专家从/！/不同的层面探讨了我国城镇生态园林建设中存在的问题,归纳总结得出以下几点:①整体上宏观失控是城镇生态园林建设中存在的典型问题。②城镇化水平的提高与绿地面积不足的矛盾日益扩大。国内外大量研究表明,在常规情况下,30%~50%的绿化覆盖率才对生态平衡具有临界中高度的意义。③城镇生态绿地分布不均且总体水平不高。④在城镇总体规划中按传统的模式常常仅有绿地系统的规划,缺乏由生态学、经济学、美学等理论和原理指导的城镇生态园林系统的整体规划,往往忽略了城镇生态园林系统中各系统间的生态关系。⑤建设资金不足制约了城镇绿化总体水平的提高。⑥对城镇生态园林系统中各系统的认识限于传统园林范围之内。仅仅停留在功能及美学意义上的景观布置,同时也忽略了各植物群落结构、物种生态位以及种间的关系。⑦对于单位绿地、居住区绿地等的绿化,一般只提绿地率指标,不同程度或完全忽视绿地斑块的相互生态关系及面与点线形成的生态关系,也缺乏对其跟踪调查与监督。⑧对道路、滨河等线状绿地往往强调绿地率及功能性的遮荫及美感。忽略线状绿地在城镇生态系统殊的生态地位。⑨树种选择时以建设方及规划方的个人喜好为主,缺乏生物多样性方面的考虑,对各类乔木、灌木、草本植物组合对生态环境的影响缺乏系统研究。⑩内容过于贫乏简单,生活和旅游污染也是城镇生态园林建设中不容忽视的问题。

4 完善城镇生态园林建设的对策

针对我国城镇生态园林建设中存在的许多问题,提出如下几点对策以期对我国的城镇生态园林建设发挥作用。①以生态学理论为指导加强城镇绿地生物多样性保护。物种多样性是促进城镇绿地自然化的基础,也是提高绿地生态系统功能的前提,所以生态绿化应恢复和重建城镇物种多样性以发挥城镇生态园林的生态效益。②构建人与自然的和谐环境。生态园林绿化技术力求使人工设施与园林绿地融为一体。一方面要保持绿色环境的自然特点,满足人类对自然的心理需求;另一方面应考虑借助人工设施的建设,完善园林空间的功能属性。因而,现代城镇园林在设计时就必须考虑所做的方案实施后是否真正能达到与自然的和谐共存。③城镇生态园林建设应走可持续发展之路。运用可持续发展的理念和生态学原理进行城镇生态园林的建设,应充分考虑植物的生长习性、生长速度、生命周期等因素,以及绿地的性质、土壤环境等综合的条件, 优化城镇园林植物配置,使城镇园林植物群落保持可持续发展。

参考文献:

[1]曹洪法.我国大气污染及其对植物的影响.生态学报.1990.10(1):7~12.

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[5]祁素萍,王兆骞,卢剑波.城市园林生态设计探讨.世界林业研究.2005.18(1).33~38.

生态效应范文第8篇

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。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］。黄烨勍通过对西双版纳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，如陈淑琤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个部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。

生态效应范文第9篇

关键词：造林 投资 生态 供给效应 分析

森林的生态功能表现在诸多方面，生态状况的评价极其复杂，目前还缺乏专门的或可以涵盖所有生态效益的评价指标。由于森林生态效益及其增长与森林资源的存量和增量密切相关，学术界和实践部门在反映一个国家或地区的森林生态状况时，通常用森林面积、森林覆盖率（即森林面积占国土面积的百分比）和森林蓄积量等指标来反映森林资源状况。因此，营林投资生态供给效应的总体评价可以从营林投资与森林资源发展的趋势分析中得出结论。

一、营林投资生态效应的总体分析一基于森林资源存量的分析

分析所用的指标既有反映森林资源数量的指标（森林面积），又有反映森林资源质量的指标（森林蓄积量〉。选择森林面积这个常用来评价一个国家或地区森林生态状况的数量指标，而不用森林覆盖率，原因是森林覆盖率是个相对指标，在国土面积较小的情况下，即便森林面积增加不多，森林覆盖率的增加也会较多，单纯用森林覆盖率这一指标就会传递偏离实际情况的信号。

1、全国营林投资与森林资源增长的趋势分析

由于森林资源状况由每五年一次的全国性“森林资源清查”公布，其统计数据五年才有一次调整。因此，我们以五年为一个时间单元来进行分析，将年度营林投资进行汇总。

我国的森林资源清查从1973年开始，迄今已开展了七次。第一次： 1973—1976年；第二次：1977—1981年；第三次：1984—1988年；第四次：1989—1993年；第五次：1994一1998年；第六次：1999一2003 年；第七次：2004—2008年。根据前七次森林资源清查公布的结果，我国森林资源的面积从第一次的1. 22亿公顷增加到第七次的1. 95亿公顷，森林蓄积量众87亿立方米增长到137亿立方米。

显然，营林投资总量以及增长速度的持续上升对我国森林资源数量和质量的提高都产生了积极影响。从20世纪80年代开始，我国林业投资总量的变化趋势与森林面积和蓄积量的变化趋势基本保持一致，森林资源数量下滑的局面得到完全扭转。

从1994一2008年的情况看，我国营林固定资产投资大幅度增长，森林面积也有一定的增长。但是，与同期营林投资增长幅度相比，我国森林资源面积的增幅明显偏低，森林质量的提高幅度也很小。

因此，虽然从总体上看，营林投资与森林资源增长呈现一致性，营林投资有力地推动了森林资源的增长，但在促进森林资源增长与发展效应方面，营林投资的效率却在下降。

2、主要省区营林投资与森林资源增长趋势的比较分析

鉴于主要林产区的森林资源数据在统计年鉴中迄今只有第五次和第六次森林资源清查的数据，即1994一1998年和1999一2003年数据，本节只能仅就这两个时间段的营林投资与森林资源增长趋势进行分析，营林投资仍然为5年累计数。1999一2003年与1994一1998年相比，各主要林区的营林投资除广东、浙江和福建三省以外，其他省区的增长幅度都超过100%，尤以内蒙古和四川两省区为甚，分别达1244.18%和1053.66%，其次为陕西、黑龙江和河北三省，分别为924.36%、 891. 94%和853.37% 。

在营林投资快速增长的带动下，各地区森林面积和森林蓄积量的增长幅度大不相同，森林面积增长幅度最大的内蒙古自治区达39.04%，最小的河北省为﹣2.17%；森林蓄积量增幅最大的山东省达116. 18%，最小的黑龙江省竟为-2.53%。这种差异性可从各地区森林面积和森林蓄积量的投资弹性中得到反映。

由此可见，从森林资源存量的角度看，主要林产区多数省区的营林投资没有带来相应程度的森林资源的增长。

当然，除了营林投资的总量，森林资源的存量还受营林投资结构（如森林抚育管理投资占比是否增加）、森林采伐方式和强度、自然力等影响。但是，据此可以说明1994一2003年间，多数省区森林资源的存量没有随着营林投资的增长而相应提高。

二、造林投资的效率分析一基于森林资源增量的分析

造林是增加森林面积、形成森林资源增量的直接途径，是营林生产的核心内容。营林生产活动包含了 18项以上的内容，相应地，营林投资也分布到18个以上的领域气在1998—2007年间，在18种以上的营林生产中，全国造林投资占营林总投资的比重平均达44.50%。造林规模通常用造林面积来衡量，造林面积也是林业部门反映林业生态建设常用的指标。因此，通过对造林投资与造林面积增长趋势的分析，从增量上反映林业投资在生态供给方面的效率情况。

造林的结果是人工林面积的增加。截至目前，我国人工林已占到世界人工林面积的近1/3，年均增量占世界的53.2%，人工林保存面积0.62亿公顷，居世界第一位。如此大规模的植树造林，投入了多少资金，其投资效率如何？为了剔除价格的影响，各年度的造林投资均以1993年的不变价进行了调整。

1993年以来，我国造林投资和造林面积的增长呈现以下特征：造林投资的名义值和不变价绝大多数年份都保持了不断增长的态势。造林总投资增幅较大的发生在1997—2003年，投资下降的发生在1994年、1995年和2004年。国家投资（即政府投资）的增长大于非国家投资（即非政府投资）的增长。说明此间造林投资主要由国家投资拉动。1999年以来，国家投资已成为造林投资的主体。从1999年开始，国家投资占造林总投资的比重超过60%；从2001年开始，国家投资占造林总投资的比重超过了 70%。造林投资与造林面积的增长并不同步，造林投资的快速增长并没有带来相应年份的造林面积的增长。差异较大的年份出现在1997—2005年之间，造林投资增长快于造林面积增长的结果是，单位投资形成的造林面积呈现大幅下降的趋势。1993年以来， 全国每单位造林投资（每万元）形成的造林面积（公顷）仅1994年比上年增长，自1995年开始持续下降。而且，多数年份的下降幅度都较大。

生态效应范文第10篇

关键词: 园林设计; 战略环境评价; 生态效应; 优化对策

中图分类号：K928.73 文献标识码：A 文章编号：

1 园林设计的生态效应分析

园林设计对环境的影响可以看成是源(影响发生的原因)与受体(受影响的环境因子)之间的因果关系。根据源与受体不同的联系方式, 园林设计对生态环境影响的识别方法有图层法、清单法、矩阵法、系统流程法、网络法、专家判别法等。

园林设计的主要内容包括道路设计、水系设计、种植设计、建筑设计和景观设计等, 不同内容对环境的影响程度不同。受影响的环境因子包括水资源、周边环境(包括水环境、大气环境、声环境、生态环境)、人居环境等。

园林设计除对人居环境产生正面影响, 对生物多样性产生负面影响外, 对水资源、水环境、大气环境、声环境既产生正面影响, 也产生负面影响。下面, 主要从园林设计所产生的负的生态效应进行分析。

1. 1 水资源影响分析

几乎所有园林设计的主要内容都会对水资源产生不利影响, 也就是说园林设计各项内容都需要消耗水资源, 其中水系设计和种植设计需要消耗的水资源量最大。因此, 可以将水资源的消耗量作为水资源评价的指标。

分析园林设计对水资源的影响, 可以选择情景分析法。根据情景假设, 可以得到各种设计需要消耗的总耗水量W 耗, 将总耗水量与总供水量W供进行比较, 就可以进行园林设计的水资源影响预测与分析。

当W供-W耗> 0时, 供水量可以满足园林设计对水资源的需求, 园林的各项设计可以实施;当W 供-W耗[ 0时, 供水量不足以满足园林设计对水资源的需求, 这种情况下就必须对园林的各项设计进行修改, 以减少对水资源的需求, 或者提出更节省水资源的设计方案来替代原设计方案。

1. 2 周边环境影响分析

对于周边环境大气、水环境和声环境的影响, 主要集中在种植设计与建筑设计中。其中种植设计产生有利影响, 而建筑设计产生的不利影响就是通过减少种植面积来实现的。因此, 文章重点分析种植设计对大气环境等的影响。

不同种类的植物对环境的影响不尽相同。比如, 高大的乔木具有御风、消音、除尘、阻热、调节空气湿度和制造氧气吸收二氧化碳六大功能, 而较矮小的灌木和更低矮的草皮根系细密, 在保持水土方面更有优势。再如, 同为乔木, 杨树因其春天会产生大量的飞絮, 从而比其它乔木对环境造成的不利影响要更大。

综合上述两点, 可以用绿地率指标来对周边环境进行分析。绿地率的大小直接决定园林设计对周边环境的影响效果。显而易见, 绿地面积越大,园林设计对周边环境的有利影响就越大, 反之则小。根据我国用地指标, 可以计算出在不同容积率, 不同人均居住面积下, 满足二氧化碳/氧气平衡的小区绿地率。计算公式如下:

绿地率= 绿地面积/小区面积= (人口x人均绿地面积) /小区面积= (9.46x容积率)/(人均居住面积x1.33)

其中: 9. 46( m2 /人)为满足二氧化碳/氧气平衡的绿色住区最低人均绿地面积;容积率= 总建筑面积/总用地面积。

即当人均居住面积22m2,容积率1. 5, 人均绿地面积9. 46m2, 小区绿地率4815% , 才能满足小区的二氧化碳/氧气平衡; 如果在上述条件下绿地率小于48. 5% , 就必须调整种植设计, 适度增加小区绿地面积。

1. 3 生物多样性

“生物多样性”一词出现于20世纪80 年代初期, 是指在一定空间和时间范围内各种活有机体的总称, 包括遗传多样性、物种多样性和生态系统多样性三个层次。其中物种多样性是最重要最具有代表性的层次。因此可以将物种的数量作为生物多样性的评价指标。

在一个园林中, 对物种多样性的评价主要依靠对园林中种植的植物物种种类进行评价。在评价生物多样性的时候, 除了要预测物种的数量和种类, 还要注意以下几点:物种是否是入侵物种;各物种间的关系是否协调; 各物种间的层次如何。

园林设计对生物多样性的影响主要是负面的, 这主要是由于园林设计中的人为因素作用, 往往导致生物多样性降低。许多虽然在绿化设计中突出了“乔灌草复合结构”,但构成每一层的物种依旧单一。此外, 园林设计中还应当注意种间关系, 根据种间关系设计、选择种植的植物种类, 避免将存在竞争关系的植物种植在一起。

鉴此, 在绿化的生物多样性运用上, 应根据植物群落中种群共生、循环、竞争等生态学原理, 因地制宜地将多种乔木、灌木、草本植物相互配置在一个群落中, 构成高低错落、疏密有致的复层混交立体结构, 避免混交下的“纯林”现象, 努力构筑接近自然的立体群落结构。

2 园林设计优化措施

园林设计对其周边环境既产生正面影响,也产生负面影响。作为园林的设计者, 当然是希望使设计的正面影响最大化, 负面影响最小化。因此,在园林设计中, 通过采用优化设计途径力求增大其正面效应, 降低或减少其负面影响。

2. 1 水资源节约利用

我国是一个水资源贫乏的国家, 人均蓄水量仅为世界平均水平的1/4, 全国约有400个常年供水不足, 其中110个严重缺水。因此水资源在很多情况下是制约园林设计的一个最主要的因素, 特别是在我国北部和西北部等干旱缺水的地区。对于水资源的节约和利用也就显得非常重要了。我国园林设计中采取的节水措施主要是:雨水回用技术、地下集雨回灌技术、使用中水灌溉等。

2. 2 周边环境质量改善与优化措施

园林设计对水环境的影响主要是水系设计,对大气环境等的影响主要是种植设计中种植的植物对其的影响。因此, 针对水环境影响的减缓措施要从水系设计方面入手, 而针对大气等环境影响的减缓措施主要应从种植结构、植物种类等方面考虑。

2. 2. 1 水环境

在水系设计中, 可以引进UXO 景观水综合处理系统, 这是一种以自净为主、微动力为辅, 低养护成本, 综合了各类方法的一种水景生态设计和综合治理技术。同时可以引入外来系统, 如净水微生物、植物、食浮游植物的动物、草食性鱼类、肉食性鱼类、底栖动物等。

2. 2. 2 大气环境

制造释放氧气吸收二氧化碳是绿色植物最重要的功能, 但是植物种类的不同, 吸收二氧化碳和释放氧气的量也会有很大的不同。高大的乔木相比低矮的灌木和草皮就更能吸收二氧化碳和释放氧气, 而在乔木中, 光合作用旺盛、树冠覆盖面积大的杨树、桉树、樟树等就比针叶类的松、柏、杉和树势弱的槐、银杏等更具有优势。同时高大的乔木以及它们茂盛的树冠也能起到御风、阻热的效果, 进一步改善了园林周边的大气环境。

2. 2. 3 声环境

植物组成的树墙有很好的消声效果, 其中高大的乔木因其粗糙壮大的树干、不规则分枝和春夏秋三季浓密的不规则排列的树叶, 拥有更强的消音效果, 而且乔木的封闭树冠还可以形成立体消音的效果。因此, 多种植乔木能增强园林对声环境的改善。

2. 2. 4 生物多样性保护措施

在水系设计方案中, 可以按照各个园林所在地条件的不同, 种植合适的水系植物, 引入具有观赏性的水生动物, 并创造合适的条件吸引各种鸟类, 以增加园林的生物多样性。植物种植方面, 尽量避免各树种之间的竞争, 尽可能多的引入与主要树种互惠、共生的其它植物种类, 分区域、多层次种植植物, 使植物物种多样性最大化的同时还最大程度的改善了园林周边环境。

3 结语

文章采用半定量分析方法对园林设计的生态效应进行了综合分析。结果显示, 园林设计不但有正的生态效应, 而且对周边环境也产生一定负面影响。特别是由于设计中的人为因素, 使得园林设计在为人们提供良好的环境质量的同时, 显著降低了生物多样性。

参考文献

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