‘壹’ 利用生物监测评价水质的研究
生物监测 (biological monitoring) 这一术语在 1997 年 4 月由欧洲共同体 (EEC) 、世界卫生组织 (WHO) 、美国环境保护局 (EPA) 组织的 “关于生物样品在评价人体接触污染物方面的应用”的国际会议上正式提出并给予的定义 (王焕校，2000) 。简单地说，生物监测是利用群落、种群或生物个体对环境污染状况进行监测和评价。其方法大体上是测量活体生物对人为压力反应的灵敏度。其中包括细胞的生物化学、生理、生长和健康状况的变化; 个体及系统发育与繁殖的变化; 种群数量、群落及生态系统的变化等 (凯恩斯，1989) 。通过生物监测，可及时反应污染物的综合毒性效应及可能对环境产生的潜在威胁，掌握水环境质量，发现一般监测或理化监测所发现不了的环境问题，具有理化监测无可比拟的综合性、真实性和灵敏性。生物指示作用的特点决定了生物监测的实用性、综合性、时效性和不可替代性 (许武德等，1997) 。浮游生物个体小，对环境变化很敏感，水环境的变化直接影响其群落结构和功能。浮游生物的种类和数量的变化直接或间接地对水生生物的分布和丰度产生影响。另一方面，浮游生物与水体质量的密切关系早以为人们所熟知，有些种类本身能积累和代谢一定量的污染物质，在某种程度上发挥了 “水质净化器”的作用。不同类群对水环境变化的敏感性和适应能力各异，因此，利用浮游生物群落结构和生物量变化以及优势种分布情况监测评价水环境具有重要的应用价值，在国内外已有相当长的历史并有大量有益的实践。水生生物群落结构特征的变化与水体质量关系密切 (计承富，2007) 。
目前，应用浮游生物群落结构特征的变化监测和评价水体质量，在国内外应用较广泛。Kahem et al.(1994) 对 Wadi Haneefah 河进行浮游生物调查，研究了浮游生物适应的温度和 pH 值范围，得出浮游动物在 4 月份形成数量高峰，并指出浮游动、植物的种类分布与水环境中的一些理化性质变化相关。利用生物体、种群或群落对水环境污染和生态破坏所产生的反应来监测水环境污染物的种类及数量，从生物学角度评价水环境质量状况，是环境监测的重要方法之一，已得到广泛的应用。自 20 世纪初德国植物学家提出用污水生物系统法来监测水体有机污染程度或测定有机污染物的生物降解以来，利用生物方法监测水环境污染及评价水环境质量的研究工作十分活跃。该系统经 Liebmann 和津田松苗等人的不断补充，日趋完善，在欧洲大陆被广泛用为监测水体污染的标准。我国自 70 年代以来，随着环境监测工作的发展，逐步开展了生物监测工作，国家环保局于 1986 年首次颁布了 《生物监测技术规范》(水环境部分) ，该规范列有 22 个监测项目，并对水质生物监测断面的布设原则、样品的采集处理、试验方法、数理统计方法及结果表达都作了统一规定，使我国生物监测工作走上了正规化的道路。目前，国内外广泛利用微生物、水生植物、水生动物作为监测生物进行水体监测和评价。
美国的 Cairns (1969) 首次用 PFU 法评价水质，该方法已普遍应用。Cairns et al.(1979) 应用 PFU 法研究了位于美国弗吉利亚的 Smith Mountain 湖中不同受污区的原生动物群集过程。Shen.Buikema et al.(1986) 用 PFU 原生动物群落对美国一条接受电镀厂和生活污水厂排放的复合废水的 Cedar Run 河流进行污染评价。Hart 等利用 PFU 法研究了美国 9 个淡水湖泊在环境压迫条件下原生动物群落结构和功能继续保持完整的能力—同化力。经我国原生动物学家、中科院水生生物研究所完善后成为我国首例生物监测的标准方法: 《水质 - 微型生物群落监测—PFU 法》(GB/T12990—91) ，使微型生物监测技术达到了行业应用标准，已在国内得到广泛的应用。沈韫芬等 (1995) 采用 PFU 法对鸭儿湖氧化塘进行了生物监测并在之后作了一系列的研究。许木启等 (1996) 利用原生动物群落结构的综合指标评价了府河—白洋淀水体的污染程度和自净效能等，均取得了良好的效果。宁应之等 (1993) 调查了兰州市淡水中的原生动物，分析了兰州市淡水原生动物与生态因子的关系，指出原生动物对水体的污染情况具有宏观的指示作用，并确定了部分污染指示种类，在国外很早就有人试图用原生动物作为活性污泥性能或出水质量的指示生物。Curds (1971) 对 6 个处理场中的原生动物群落结构与 BOD 的大致范围作了观察，并利用原生动物群落结构的指标来预报水的环境质量，达到 83% 的正确率。Bick(1973) 调查了河川污染带原生动物，特别注意研究纤毛虫类对环境因素的忍受范围及其数量分布情况，找出一些敏感和耐污种类作为水体污染的指示生物。孙胜利等(2000) 研究了黄河兰州段浮游动物种类构成特征，利用其优势种群原生动物的污生指数值对水质污染进行了评价，结果表明黄河兰州段水质属于 βms - αms 污染级，以有机物为主要污染特征。
总之，水质变化对水生生物群落的影响通常表现在生物群落结构的变化和功能的改变两个方面。结构变化的标志，如群落组成成分的缺损、组成生物群落的种类和种群数量的增减，某些有指示价值的种类 (如对某种污染有耐性或敏感的种类) 的出现或消失，生物自养—异养程度的变化等。群落功能变化的标志表现在生产力高低程度的改变。群落中种群的多样性是反应群落功能的生物学特征。多样性大的群落，具有更复杂的营养通道，更多的营养链和侧链，与密度有关的种群控制机能可通过多途径起作用，群落的稳定性也就越大。一般情况下，自然生物群落往往由较多个体数的少数种和较少个体数的多数种组成，当环境污染后将导致群落中生物种类减少，降低种间竞争的相互作用，使留下的面污种类的个体数增多，以致受污染环境中群落的多样性比正常环境内少，而其重复性高。因此，利用水生生物群落结构的变化可作为评价水质的生物学指标。
目前，关于矿区塌陷塘浮游生物群落构成特征的研究国内外尚未见文献报道。煤矿区塌陷塘与一般湖泊有很大的差别，这就为研究塌陷塘浮游生物群落的构成特征提供了天然的实验基地。因此，开展塌陷塘和非矿区湖泊浮游生物群落构成特征的研究具有重要的理论意义和实践意义: ①摸清矿区塌陷塘浮游生物群落的生态现状，为开发、利用塌陷塘资源，实现社会经济与环境的可持续发展提供决策依据; ②通过浮游生物群落对周边胁迫因子的响应及反馈机制的研究，探讨生态系统的退化机制与途径，从而为塌陷塘养殖业的可持续发展和生态保护策略提供理论依据。
‘贰’ 利用水生生物监测和评价水体污染的两种方法！！！急，在线等！
2.3 水污染生物监测的方法
2.3.1利用指示生物在水体中的出现或消失、数量的多少来监测水质
许木启 [3]利用白洋淀水体中浮游动物群落优势种的变化来判断水体的污染程度和自净程度。结果表明，府河—白洋淀水体从上游至下游，浮游动物耐污种类逐渐减少，广布型种类逐渐出现较多，在下游许多正常水体出现的种类均有分布；同时，原生动物由上游的鞭毛虫至中游出现纤毛虫，在下游则发现很多一般分布在清洁型水体的种类，表明府河—白洋淀水体从上游到下游水体的污染程度不断减轻，水体具有明显而稳定的自净功能。
2.3.2利用水生生物群落结构的变化来监测水质
蒋昭凤等 [4]用底栖动物的变化趋势评价湘江水质污染，结果发现湘江干流底栖大型无脊椎动物种类数和物种的多样性指数从上游到下游呈减少趋势，表明毒杀生物的有毒物质对湘江的污染较为明显，并且可根据湘江干流各断面种类数的减少程度判断出各断面的污染程度；同时也观察到，随着时间的推移，底栖大型无脊椎动物种类数和多样性指数也呈减少趋势，说明这种有毒污染仍在发展之中。
2.3.3水污染的生物测试
水污染的生物测试是利用水生生物受到污染物质的毒害所产生的生理机能的变化，测试水质污染状况。
Belding [5]根据鱼的呼吸变化指示有毒环境，在有污染物存在的情况下，鱼腮呼吸加快且无规律。德国[6]从1977年开始研究利用鱼的正趋流性开展生物监测，在下游设强光区或适度电击，控制健康鱼向下游的活动；或间歇性提高水流速度，迫使鱼反应。如果鱼不能维持在上游的位置，则表明污染产生了危害。
3 国内外水污染生物监测的研究进展
近几年来，应用生物监测环境技术的研究广泛开展，出现了一些新方法、新材料和新的监测物，提高了生物检测的灵敏性。
3.1 水污染生物监测及其检测的新方法
3.1.1 利用遗传毒理学监测水体污染
环境污染物质对人类及其它生物危害最为严重的问题是对细胞遗传物质造成的损害。因此，近20年来环境生物检测技术的研究和应用，尤其是细胞微核技术和四分体微核技术在动植物以及人类染色体受外界理化因子的损伤等方面的分析、诱变剂的测试筛选，以及应用于环境监测的研究得到了广泛的发展[7]。微核在生物细胞内的形成途径以及与染色体畸变的相关性早已被人们所认识，用微核测定法替代染色体畸变方法来监测环境污染物对生物遗传物质的损伤具有简便、快速、灵敏度高等优点。最常用的蚕豆根尖细胞微核试验技术是一种以染色体损伤及纺锤丝毒性等为测试终点的植物微核监测方法，该技术自1982年由Degrassi等建立以来，在环境诱变和致癌因子的检测研究中，特别是在水质污染和致突变剂检测研究中得到了广泛应用[8]。
吴甘霖 [9]在利用水花生根尖微核技术（MCN）对马鞍山市废水的监测研究中，发现利用水花生根尖微核可作为监测水体污染的新材料。其根尖细胞微核率 MCN（‰），不仅可用于监测不同废水的污染程度，而且由于该植物长期生活在污染水体中，还能反映不同废水的污染物富集程度及现状。当外界环境中存在一定浓度的致突变物时，可使细胞发生损伤，从而使微核细胞率上升。另外微核细胞率的上升，提示环境中存在有致突变物，即受试水样中含有能打断DNA分子的诱变剂或能打断纺锤丝的纺锤丝毒剂，从而表现出遗传毒性。
单细胞凝胶电泳（SCGE），即彗星试验也是一种通过检测DNA链损伤来判别遗传毒性的技术。它比微核试验更有益，因为环境中的遗传毒物浓度一般很低，而彗星试验检测低浓度遗传毒物具有高度灵敏性，所研究的细胞不需要处于有丝分裂期。同时，这种技术只需要少量细胞。目前它已经被用于检测哺乳动物、蚯蚓、一些高等植物、鱼类、两栖动物以及海洋无脊椎动物的细胞[11]。Mirjana Pavlica等 [10]用暴露在五氯苯酚（PCP）中的淡水蚌类（Dreissena polymorpha Pallas）血细胞进行彗星试验，观察血细胞中DNA损伤程度。在进行实验室实验和原位实验后，发现高浓度的PCP(80g/L)会引起血细胞中DNA断裂，表明用彗星试验检测DNA损伤能够监测水体中PCP污染。
SOS显色法[12]是国内在20世纪80年代发展起来的一种遗传毒性检测新方法，具有快速、准确、灵敏及假阳性率低的特点，被广泛用于遗传毒性的测定中。其原理是：在DNA分子受到外因引起的大范围损伤、其复制又受到抑制的情况下，会导致一种容易发生错误的修复。所有这些在遗传毒物处理后大肠杆菌中出现的一系列反应统称为SOS应答。SOS显色法有许多优于Ames的特点：（1）快速、简便，测定过程只需7h；（2）灵敏，被处理的细胞全产生或不产生SOS反应，用分光光度法测定β-ONPG(邻硝基苯β-D-半乳糖苷)分解产物非常灵敏；（3）准确，SOS显色法测定的是遗传毒物对细胞原发的直接反应，其阳性结果十分可信，而Ames试验的假阳性率较高。因此，SOS显色法已引起人们的密切关注，成为一种值得推广的水质监测评价方法。
3.1.2 微型生物监测（PFU法）
以前生物监测的研究重点多放在分类和结构方面。然而，生物系统的结构变化并非总与生物系统的其它变化相关联，仅以某个种类、某个种群构成的生物反应系统的变化来评价一个水生生态系统，其偏差较大。因此，为掌握水生生态系统对环境污染的完整反应，要求我们在生物系统（细胞、组织、个体、种群、群落、生态系统）中选择超出单一种类水平即群落或生态系统来作为生物监测的生物反应系统，并对该系统的结构和功能变化均进行研究。美国Cains创建了用聚氨酯泡沫塑料块（简写为PFU）测定微型生物群落的结构和功能参数，进而进行监测预报的新方法。中科院水生所沈韫芬研究员把PFU应用到生物监测中，并使PFU法成为我国生物监测的一种标准方法[13]。PFU法适用于原生动物、藻类对水质的检测。此方法可以鉴别水体是有机污染还是毒性污染。
尹福祥、杨立辉 [13]应用PFU法对某印染厂印染废水处理设施的净化效能进行了监测。结果表明，微型生物群落的结构参数和功能参数均较好地反映了印染废水的净化效果。与经典的生物监测方法相比，PFU法由单一监测结构(或功能 )参数转变为结构参数（种类组成、优势种）和功能参数（群集参数）同时监测，提高了生物监测的信息捕获能力，并使监测信息能更完整、准确、精密地评价环境状况。PFU法可快速、准确地监测水质的突变，通过1d的试验结果就能预测、预报受纳系统环境质量的状态及其变化过程。某样点的群集曲线突然大幅下降，说明该点的水质发生了突变，应调查有无事故性排放。
由于潮汐流和环流的影响，PFU法用于海水水质监测的有效性不如在淡水中监测。Kuidong Xu等 [14]用一种改良的PFU法—瓶装聚氨酯泡沫塑料块（BPFU）法进行海水的生物监测。BPFU法是将2块聚氨酯泡沫塑料块装入1个圆柱形塑料瓶中，塑料瓶有4道裂缝，用于保护聚氨酯泡沫塑料块不受粗糙条件的干扰，同时便于微生物群落进入聚氨酯泡沫塑料块，达到平衡。BPFU法比传统的PFU法在海水生物监测中的优越性体现在：⑴取样稳定；⑵海水生物评价结构和功能的精确性；⑶定量比较时可以保持水体积的稳定性。实验结果表明，用BPFU法进行海水生物监测比PFU法更加有效。通过BPFU法聚集的物种数量随污染物强度的增大而减少，减少程度大于PFU法。由BPFU法计算出的多样性指数同样也高于PFU法。
3.1.3 应用分子生态毒理学方法监测水体污染
随着社会的进步，生物技术也在不断地发展，在此基础上逐步形成了分子生态毒理学。分子生态毒理学采用现代分子生物学方法与技术，研究污染物及代谢产物与细胞内大分子，包括蛋白质、核酸、酶的相互作用，找出作用的靶位或靶分子，并揭示其作用机理，从而能对在个体、种群、群落或生态系统水平上的影响作出预报，具有很大的预测价值。目前最常用的是把腺三磷酶作为生物学标志，方法是测定体内三磷酸腺苷酶ATPase的活性，并以其活性强弱作为多种污染物胁迫的指标[15]。
Petrovi S等 [16]通过测定贻贝 (Mytilus galloprovincialis Lam.)消化腺上皮细胞中的溶酶体（Lysosome）膜的稳定性和金属硫蛋白（Metallothionein,MT）的含量来监测水体中有毒物质。贻贝消化腺上皮细胞中的溶酶体是有毒物质积累滞留的主要场所，同时它在排泄有毒污染物质的过程中起着关键作用。溶酶体中的有毒物质会削弱膜的稳定性，减少产生水解作用的溶酶体酶向细胞溶质中扩散。MT是动物对周围环境中过量金属的一种防御机制，能够阻止有毒物质及其代谢产物产生的细胞毒素对有机体产生影响。一般来说，监测MT的方法比监测组织中金属总量更可行，因为这种方法可以将胞内具有显着毒理效应的金属结合片段与不可利用的金属络合物区分出来[17]。因此贻贝消化腺上皮细胞中的溶酶体膜的稳定性和金属硫蛋白的含量的测定可以作为水体环境有毒物质变化的早期警报。
近年来，生物体内胆碱脂酶活性的测定已经成为海水和淡水水体污染的一种监测工具。由于环境中的有机磷农药和氨基甲酸盐杀虫剂与底物乙酰胆碱的分子形状类似，能与酶酯基的活性中心发生不可逆的键合从而抑制酶活性，因此它可以用来评价有机体在杀虫剂和毒害神经的污染物质（如重金属）中的暴露程度。Mohamed Dellali等 [18]用蛤和贻贝监测泻湖的水体污染，结果表明，蛤和贻贝体内乙酰胆碱脂酶的活性能很好地反映当地水体的污染状况。
3.1.4水生生物环境诊断技术
用常规的毒性测试可以检测污染严重水体的毒性，但对于低毒性水体，用常规的毒性试验难以检测到其毒性水平。为此，日本NUS株式会社开发出一种低毒性水体的新的生物测试方法——水生生物环境诊断技术（Aquatic Organisms Environment Diagnostics，简称AOD）[19]。该方法采用冷冻浓缩技术 ,将低毒性水体样品中的部分水分脱出，使水样中的毒理成分合理地浓缩，再进行生物毒性试验，进而判定水体的毒性水平。AOD技术所选用的测试鱼要求体积较小，同时要满足测试生物所必备的高敏感性、取材方便、便于饲养或繁殖、品系纯等条件。目前，AOD主要采用红鳍鱼（T.albnubes）和淡水虾（P.compressa）作测试生物。
3.1.5 幼虫变态实验
近年来，对于以海洋无脊椎动物的胚胎和幼虫期毒性实验研究较为广泛。然而研究表明[20]，浮游幼虫变态比现有的生物个体水平的毒性实验指标更为敏感。海洋底栖无脊椎动物幼虫的变态期是其生活史的关键阶段，变态期的幼体对污染物的敏感性要高于其它阶段，胚胎发生和幼虫发育不受影响的污染物浓度会阻碍其变态。幼虫的变态过程易于观察（受到外来信息物质的调控），易受环境污染的干扰。与死亡率比较，能否在附着基表面顺利变态是监测污染物毒性的更敏感的指标。
3.1.6 四膜虫 (Tetrahymena pyriformis) 刺泡发射法
四膜虫是一种淡水单细胞生物，生长速度快、繁殖量大，实验室内易无菌培养和控制，适用于水质监测。以前应用四膜虫监测水质都是通过测试四膜虫的生长曲线和繁殖曲线等生物学特征来反映水质变化情况。然而四膜虫个体差异小、对化学毒物敏感，在诱变实验中无须添加活化酶、自发突变率低，也是一种理想的致突变试验材料。四膜虫的刺泡是附着在细胞质表面，由基粒分化而来，垂直胞质排列，当外界环境因子触发可诱导刺泡发射，形成显微镜下可见的分泌泡。吴伟等[21]用阳性致突变物诱发四膜虫刺泡发射，试验结果表明，四膜虫对致突变阳性物质相当敏感，且有剂量效应关系。因此利用四膜虫刺泡发射是评价水体中化学物质致突变的一种快速、简便、良好的方法。
3.2 水污染生物监测的新材料和新的监测物
近年来，水污染生物监测不仅出现了一些新的方法，同时也出现了一些新材料、新的监测物。席玉英、韩凤英等 [22]对长叶异痣蟌〔Ischnura elegans（VanderLinden）〕体内汞含量及与水体汞污染的关系进行了研究，结果发现，长叶异痣蟌对水体汞具有富集性，富集倍数高达5448～7600倍，可作为水体汞污染的监测生物。其中雌性长叶异痣蟌体内汞含量样体（同时、同地采集的）间存在很大差异，因此可作为水体汞污染的定性研究，不宜作为水体汞污染的定量监测。而雄性长叶异痣蟌体内汞含量样本间的差异则不显着，并且雄性长叶异痣蟌体内汞含量随水体汞含量的增加及时间的延长而增加，可作为水体汞污染的指示生物。
Flammarion P等 [23]通过测定白鲑(Leuciscus cephalus)体内胆碱脂酶的活性来监测水体污染，发现白鲑可以成为很好的水体污染监测工具。而Khan R A等 [24]用比目鱼(Pleuronectes americanus)体内乙氧基-异吩恶唑酮-脱乙基酶（EthoxyresorufinO－Deethylase，EROD）活性的强弱来判断纽芬兰岛水体的污染状况，发现它也有很好的监测效果。
Kahle J等[25]测定一种桡脚类动物Metridia gerlachei对威德尔海中痕量金属的生物累积率，发现Metridia gerlachei对Co、Cu、Ni、 Pb 、 Zn等金属元素的敏感度较高，可以作为海水中金属元素的监测物。而Rainbow P S 等[26]利用藤壶监测香港海域中痕量金属，同样也得到很好的效果。
刘绮 [27]进行了一种新的生物监测方法研究。他以孵化好的Ⅱ～Ⅲ期卤虫为受试生物，实验研究了K2Cr2O7、HgCl2、As2O3、KCN、六六六、苯酚、苯7种物质对卤虫的中毒阈值和 LC50 -24h（Leathal Concentration 50-24h, 24 h半致死浓度）的测定，阐明了该方法具有操作简便、快速、覆盖面宽、技术易掌握、所需设备不复杂等特点。此生物监测方法在环境科学与工程中的研究和应用可进一步扩展到对入江、河、海的工业排放物的检毒、农药残留量分析、真菌毒素分析等广泛领域。
‘叁’ 评价水质的指标有哪些
一般地水质评价指标如下：
（1）pH值
在水中pH值的允许范围一般在6.5～8.5之间。就天然水域而言，其pH值的变化范围是比较小的。一般认为鱼能正常生存的酸碱度就是pH值的允许范围。当降雨时，鲑鱼在pH为5.5的条件下，就全部死亡。显然，pH值为5.5时就不是允许范围了。
（2）浊度和透明度
所谓浊度，就是用来表示水质混浊程度的单位。当1L水中含有1mg直径为62～74μm的白陶土时，被称为浊度1度（1°）。使用浊度计的方法通常是把水的吸光度与标准液的吸光度进行比较测定。所谓透明度，在日本是用5号活字印刷成文字，置于被测液的底部，然后通过液层垂直看底部的文字，以刚刚能辨认出文字的水层高度的厘米数来表示。进行了废水浊度和透明度的测定，水的污浊程度就基本上知道了。
（3）悬浮物（SS）
多数废水含有不溶解性的悬浮物。所谓悬浮物，也有人称之为“浮游物”。当溶液混浊时，除含有悬浮物外，也含有微量的溶解物。不过这二者是难以截然分开的。
（4）溶解氧（DO）
当废水中含有还原性有机物质时，这些还原性物质就和水中的溶解氧起反应，往往引起水中溶解氧不足。所以，当水中有机物多时，溶解氧就少。因此，测定水中的溶解氧就能知道水的污染程度。但是作为河流水质自动监测的方法，则还需要进一步研究并付诸于实践。系表示污染物质数量的个指标，它是水中的有机物被好气性微生物分解时所需氧的数量，而氧的量与有机物的量是有一定比例关系的。
（5）化学需氧量（COD）（Chemical-Oxygen-Demand）
COD是表示水中的有机物被氧化分解时，所消耗氧化剂KMnO4（CODMn）或K2Cr2O7(CODcr）氧化有机污染物时所需的氧的当量，这个氧的当量与有机物的量是有一定比例关系的。在我国一般多采用CODMn评价地面水环境和自来水质评价。
（6）生物化学需氧量(BOD)（Biochemical-Oxygen-Demand）
BOD表示水中的有机物在好氧条件下，经微生物分解时，所需的氧的当量，然而，COD及BOD两个指标，都不能完全反映水中有机物的含量，只有相当于有机物氧化率的60％～70％，况且COD及BOD在不同的条件下所测结果又不一致，但目前这两种指标仍被采用，在时间上BOD的测定在20℃条件需要5天（BOD5）而COD测定只需2小时就可以了。现在对于BOD、COD的测定又被所谓的TOC、TOD测定器所代替，近来已作为公认的方法普遍采用。
TOC、TOD仅用几分钟的时间就可测定出来，而巳还能连续测定。TOC（Total Or-ganic Carbon）为有机碳总量。在测定水中的碳化物时，以钴（Co）作触媒，在950℃的条件下燃烧。燃烧时产生的CO2，用非分散型红外线气体分析仪测定。其间把无机的碳酸盐在150℃的低温条件下燃烧，测出其CO2的数量。从总碳中减去此CO2量后，就为有机碳的测定值。
也可用总需氧量TOD（Total Oxygen Demand）表示，即以白金为触媒，在900℃的条件下燃烧。此时产生的总氧量，因为包括了一部分亚硝酸氧化时所用去的氧，所得结果不够准确。
用TOC、TOD法所测定的理论值准确度高，是目前对水质各指标测定中不可缺少的方法。
BOD、COD、TOC、TOD测定值的比较如图6-14所示。从图里可以看到BOD、COD的理论值是相当低的，仅为60％～70％。而TOC、TOD的理论值却能达到90％。ThOC表示理论TOC。
（7）依赖生物指标的方法
仅仅采用如前所述的BOD、COD这两个指标作为表示水中含有机物的量是不够的。例如在两种水内，如果A的BOD高，而B是COD高，在此种情况下比较哪一个已经污染？哪一个没有污染？是难以分清的。可是，如果知道了栖住在那里的生物种类，就可判定水质污染的程度了。
日本津田松苗氏搜集整理的多腐性水域特征的具体内容如表6-5所示。该表把水质分为强腐水性、α-中腐水性、β-中腐水性和贫腐水性四种。按水质污染、恶化程度的顺序，以等级表示。
贫腐性的清洁水，在昔日到处都是。而遗憾的是现在不多了。那时从山谷中流出的水，既清洁又洁净，不加任何处理也是很可口的饮用水。在这种水中，既没有鲤鱼也没有鲫鱼，连细菌和植物性生物也很少。至于原生动物，则更为稀少。
与此相反，在第一污染区——强腐水性水域，不仅BOD多，而且底层的污泥是黑色；不单是细菌的数量多，而且嫌气性的生物也多；一切腐败性的毒物，特别是硫化氢（H2S）和氨（NH3）之类的物质全有。在这种环境中，只有抵抗力很强的生物方能适应。在该水域打捞的鱼，对人们来说已经成为无用之物了。
‘肆’ 水环境质量生物学评价的指标是什么
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生物群落
生物量减少(<50%)
生产量锐减(≥50%)
异质性程度降低
相对同质
物种的多样性减少(<50%)
物种的多样性锐减(≥50%)
珍稀濒危物种消失
（1）生态环境展开调查的基本内容及要求；
6生态环境状况调查
6.1 自然环境状况
6.1.1自然环境基本特征调查，包括评价区内气象气候因素，水资源，土壤资源，动、植物资源，珍稀濒危动、植物的分布和生理生态习性，历史演化情况及发展趋势，评价区人类活动历史对生态环境的干扰方式和强度，自然灾害及其对生境的干扰破坏情况，生态环境演变的基本特征等。
6.1.2评价区内敏感区和人文景点的历史和现状情况调查。
6.1.3图件收集和编制，调查中要注意已有图件的收集，根据工作级别不同，对图件的要求也不同，但主要收集下述图件和编制图件的资料图片：
地形图(评价区及其界外区的地形图一般为1/10 000～1/500 000)在该地形图上应标有地表状况，尤其是绿地(含水体)的分布状况，拟建工程厂区、城镇分布，主要厂矿及大型建构筑物分布等，并划明评价区及界外区范围。
基础图件包括土地利用现状图、植被图、土壤侵蚀图等。
卫片 当己有图件不能满足评价要求时，1级项目的评价可应用卫片解译编图以及地面勘察、勘测、采样分析等予以补充。卫片要放印到与地形图匹配的比例，并进行图形图象处理，突出评价内容，如植被、水文、动物种群等等。
6.1.4根据评价因子的需要编制正规生态基础图件，包括动植物资源分布图、自然灾害程度和分布图、生境质量现状图等。
6.1.5上述调查内容和编绘的图件目录要在大纲中列出，并报主管部门审批。在大纲中要给出项目位置图、工程平面布设图。大纲经主管部门审批后，评价单位要严格执行批复。
6.2社会经济状况
6.2.1社会结构情况调查，主要包括人口密度、人均资源量、人口年龄构成、人口发展状况，以及生活水
平的历史和现状，科技和文化水平的历史和现状，评价区域生产的主要方式等等。
6.2.2经济结构与经济增长方式，主要包括产业构成的历史、现状及发展，自然资源的利用方式和强度。
6.2.3移民问题的调查，主要包括迁移规模、迁移方式、预计的产业情况，住区情况调查以及潜在的生态问题和敏感因素的分析。
6.2.4自然资源量的调查，包括农业资源、气候资源、海洋资源、植被资源、矿产资源、土地资源等的储藏情况和开发利用情况。
6.3环境质量现状调查：执行环境影响评价技术导则以及大气环境部分、地面水环境部分和声环境部分给定的方法和标准。
6.4公众参与
受拟建项目影响的公众或社会团体对项目影响的意见以及相应的解决办法和措施.
（2）熟悉生态现状评价的要求；
(2)2级以上项目的生态现状评价要在生态制图的基础上进行；
3级项目的生态现状评价必须配有土地利用现状图等基本图件。
(3)评价生态现状应选用植被覆盖率、频率、密度、生物量、土壤侵蚀程度、荒漠化面积、物种数量等测算值、统计值来支持评价结果。
（3）熟悉生态现状评价的主要内容；
7.4.1评价内容 生态现状评价，要回答主要的环境问题，其中包括：
(1)从生态完整性的角度评价现状环境质量，即注意区域环境的功能与稳定状况。
(2)用可持续发展观点评价自然资源现状、发展趋势和承受干扰的能力。
(3)植被破坏、荒漠化、珍稀濒危动、植物物种消失、自然灾害、土地生产能力下降等类重大资源环境问题及其产生的历史,现状和发展趋势.
7.4.2现状评价要论证原有自然系统或次生系统的生产能力状况并用调查数据予以证明.
（4）熟悉常用的生态现状评价方法与适用范围。
7.4.3评价方法
生态现状评价要有大量数据支持评价结果,也可以应用定性与定量相结合的方法进行.常用方法有图形叠置法,系统分析法,生态机理分析法,质量指标法,景观生态学法,数学评价方法等(具体方法现附录C).
7.4.4现状评价结论
现状评价结论要明确回答区域环境的生态完整性,人与自然的共生性,土地和植被的生产能力受到破坏等重大环境问题,要回答自然资源的特征及其对干扰的承受能力,并用可持续发展的观点对生态环境质量进行判定。