时间：2023-06-01 09:49:42
开篇：写作不仅是一种记录，更是一种创造，它让我们能够捕捉那些稍纵即逝的灵感，将它们永久地定格在纸上。下面是小编精心整理的12篇水环境治理综述，希望这些内容能成为您创作过程中的良师益友，陪伴您不断探索和进步。
松江区位于上海市西南，位于北纬31°，东经121°14′，境内北狭南阔，略呈梯形。东与闵行区、奉贤区为邻，南、西南与金山区交界，西、北与青浦区接壤。东北距上海市中心约40公里。黄浦江三大源流在松江南部汇合，东流出境。境内河渠纵横，池塘众多，是典型的水网地带。改革开放以来，松江区水质逐年恶化，严重影响到人民的生活环境。近年来，随着人民生活水平的逐渐增加及对改善水环境的迫切需求，上海市及松江区对松江区内河道环境进行了一系列的综合整治，且取得了一定的效果。本文对松江区河道2007年～2012年水质情况进行分析评价，分析近年来城市河道水质变化趋势，探讨水环境综合整治治理效果。
一、水质资料选定及整理
（1）评价时段。选取2006年～2012年松江区河道水质作为评价时段。（2）评价河流。选取松江区定浦河、二里泾、龙兴港、七仙泾、沈泾塘、泗泾塘、通波塘、叶榭塘、油墩港、紫石泾、大邱泾、月湖、茹塘、松江砖新河、建设河等作为主要监测河流。（3）评价方法。根据各河流2006年-2012年各月水质实际监测结果，将各监测点监测值通过数学平均得到一定时期松江区整体水质状况，参照《地表水环境质量标准》（GB2002-3838）Ⅴ类水标准（主要适用于农业用水区及一般景观要求水域）对处理后的结果进行分析及评价。（4）评价指标。评价指标主要为：DO、高锰酸盐指数、COD、BOD5、NH3-N、TP。
二、结果分析及评价
根据松江区河道水质监测结果，将2006年～2012年河道各水质指标与《地表水环境标准》中Ⅴ类水标准绘制到图表中进行分析对比，结果见图1。
由图1可知，2006年～2012年松江区水体DO、高锰酸盐指数监测值除少数月份外均能达到地表Ⅴ类水标准。图1高猛酸盐指数显示，在2006年至2012年期间，水体水质均不超过地表Ⅴ类水标准限值且监测值呈现逐年下降趋势。
图2显示2006年～2012年松江区河道COD及BOD5变化趋势，从图中可知2006年1月～2007年7月水体COD及BOD5监测值较大且有较多月份超过地表Ⅴ类水标准限值，随后逐渐减小，COD在20mg/L附近波动，BOD5在3mg/L附近波动，水质改善明显，综合治理效果显著。
从图3可知，2006年～2012年松江区水体氨氮及总磷逐渐减少，但减小效果较COD及BOD5差。从图中可以将氨氮及总磷变化分为3个时段，即2006年1月～2007年7月、2009年7月～2010年7月、2010年7月～2012年12月。2006年1月～2007年7月全面超标阶段，松江区水体氨氮及总磷均超过地表Ⅴ类水标准限值；2007年7月～2010年7月水质逐渐改善阶段，松江区整体水环境逐渐变好；2010年7月～2012年12月逐渐稳定阶段，松江区水环境整体呈现稳定，其中氨氮每年12月～6月超过标准限值且较为稳定，总磷已低于地表Ⅴ类水标准限值。同时分析图1～图3看出，2006年～2012年各年水质状况，均显示松江区水质在12月～7月份水质较差，且12月～4月左右水质呈现变坏趋势，4月～7月呈现变好趋势，其余月份相对较好。
三、结论
（1）通过2006年～2012年松江区水体水质分析，可知松江区水体水质呈现逐年变好趋势，在监测的6个水质指标中，除氨氮外均下降至地表Ⅴ类水标准限值以下，水质改善明显，治理效果显著。（2）松江区河道治理虽然取得良好的效果，但河道水体中氨氮含量始终高于地表Ⅴ类水标准限值。在采用单因子评价时，将对松江区整体水质状况产生较大的影响，故应加大力度治理氨氮超标问题。
参 考 文 献
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关键词 非点源污染；博弈论；公地悲剧；排污权交易；政府监管
中图分类号 F205文献标识码 A文章编号 1002-2104(2011)08-0142-05doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.08.023
自20世纪70年代以来，中国水环境形势日益严峻，主要水污染物排放总量明显超过环境容量，一些地区已经出现“有河皆干、有水皆污”的现象。2010年2月公布的第一次全国污染源普查显示，农业污染源是水环境的一个主要破坏者，其化学耗氧量（COD）的排放明显多于工业源，因此，如何有效控制农业非点源污染已成为当务之急。我国目前对农业非点源污染控制的研究主要侧重于技术层面，而从博弈论的视角来探讨这个问题还鲜见报道。
1 文献综述
随着各国政府对工业和城市生活污水等污染的重视，点源污染在包括我国在内的许多国家得到了有效的控制和治理，而非点源污染，由于涉及范围广、控制难度大，目前已成为影响水体质量的重要污染源。非点源污染的概念是相对点源来定义的，点源污染即废水（包括工业污染源和生活污染源产生的工业废水和城市生活污染水）通过排水管道等途径直接进入受纳水体引起的污染［1］，具有易于识别和治理的特点。非点源污染是指在降雨径流的冲刷和淋容作用下，大气、地面和土壤中的溶解性或固体污染物质（如大气悬浮物，城市垃圾，农田、土壤中的化肥、农药、重金属，以及其他有毒、有害物质等）进入江河、湖泊、水库和海洋等水体而造成的水环境污染［2］。广义上，非点源污染包括城市非点源和农业非点源污染；狭义上，专指农业非点源污染。本文主要讨论农业生产行为中，因不合理利用土地、盲目使用化肥农药以及畜禽养殖超标排污等行为而导致的水环境污染，故采用狭义的概念。
早在上世纪60年代国外学者就开始了对非点源污染问题的研究，逐步探索非点源污染物在地表、地下水体中的负荷及影响［3］。另外，国外在农业非点源污染控制的政策研究方面，运用经济学模型进行微观分析的研究成果也较多，其中有许多在实践中已得到了成功的实施，例如美国《联邦水污染控制法》倡导以土地利用方式合理化为基础的“最佳管理措施”（Best Management Practices， BMPs）；奥地利政府为促进农业生产中合理、有效地施肥，从1986年开始征收化肥费；美国科罗拉多州Dillon水库磷污染治理的过程中，应用了点源与非点源污染交易计划［4］等等。
我国非点源污染研究始于80年代，研究内容主要涉及非点源污染负荷模型的计算与评价、污染削减控制技术、GIS模拟研究等方面［5］。基于大量的河流、湖泊、水库富营养化调查和水质规划资料，科研人员经过20多年的研究，已经在控制农业非点源污染的技术上取得了很多成果，如测土配方施肥技术、生态拦截技术、畜禽养殖中的干湿分离技术等等［6］。
但实际从上世纪90年代末，学者们才开始关注非点源污染的政策研究，例如操家顺等提出点源与非点源排污交易政策，即允许用非点源控制方法代替点源的进一步控制［7］；张巍、王学军等对非点源与点源之间的排污交易进行了多层次的分析［8-9］，如利用概率约束模型，在环境目标的约束下，探讨点源与非点源排污交易等经济激励政策；王晓燕、曹利平从正外部的补贴、对减少负外部的补贴及产品价格补贴等方面，对补贴对象、资金来源和补贴额度等方面进行探讨［10］；另外，中国环境与发展国家合作委员会（简称国合会：CCICED）于2004年完成的《控制中国农业面源污染的政策建议》从政策角度较为详细的对非点源污染控制、治理进行了指导。
基于前人的研究，本文着重以博弈论的视角分析非点源污染控制及监管。文章第二部分分析了“公敌悲剧”现象下的非点源污染制造者之间的博弈格局，提出以“集体表现”形式作为管理非点源污染的前提假设。第三部分的市场交易模型，是基于总量控制下的成本最优化分析，进一步验证单纯依靠点源治理来达到一定环境目标，其效率远低于通过市场的排污权交易。自然资源与环境价值评估是当前环境经济学的研究热点［11-12］，其源于资源、环境的稀缺性以及对人的有用性，文章第四部分的政府监督博弈模型，将环境的评估价值作为非点源制造者在行为决策时的一个重要因素，同时结合环境治理中的奖惩机制分析对非点源污染控制的影响，这在运用博弈理论分析环境问题的研究中还很少涉及。
张蔚文等：基于博弈论的非点源污染控制模型探讨
中国人口•资源与环境 2011年 第8期2 非点源制造者的博弈格局
Garrett Hardin在公地悲剧［13］中设置了这样一个场景：一群牧民一同在一块公共草场放牧。一个牧民想多养一只羊增加个人收益，虽然他明知草场上羊的数量已经太多了，再增加羊的数目，将使草场的质量下降。牧民将如何取舍？如果每人都从自己私利出发，肯定会选择多养羊获取收益，因为草场退化的代价由大家负担。每一位牧民都如此思考，“公地悲剧”就上演了――草场持续退化，直至无法养羊，最终导致所有牧民破产。
假设市场上只有A、B两个非点源污染制造者，存在完全信息静态博弈，双方都自觉“治污”时的成本分别为CA、CB，双方都选择“不治污”时的成本为0，不考虑排污者对环境的评估价值，由于治污成本必定大于0，则存在CA>0，CB>0。构造收益矩阵如表1所示，最终得到唯一纳什均衡的解为（0，0），策略组合为（不治污，不治污）。另外，相对于点源污染，非点源的发生具有随机性、间歇性、复杂性等特点［14］，诸多的不确定性使得个体对污染的贡献度难以辨别，因此，非点源污染的制造者之间以及与监管者之间存在严重的信息不对称性。这种情况下，博弈各方在生产行为中更容易出现“多放羊”的局面。由此，推广至多方污染排放者博弈，水环境资源具有公共品性质，各参与者为了私利，致使水环境负荷超出了自我净化的能力，水环境严重恶化。
以太湖为例，近年来，太湖流域经济快速发展、人口大量聚集，污染物排放量不断增加，流域内主要河道和湖区的水质遭到严重破坏，水体富营养化问题突出，“公地悲剧”现象凸现。从已有研究来看，太湖流域针对点源污染治理的“零点行动”未能使水环境污染状况得到明显改善，其中非点源污染的贡献就是影响水质改善的重要因素之一［15］；李恒鹏等采用遥感与GIS方法，对占太湖入湖水量50%的浙西水利分区农业面源污染进行估算，分析得出非点源污染在太湖流域地面水环境污染中占有相当大的份额［16］。
从国内运用博弈理论分析水环境污染问题的研究来看，大多数文献并没有将点源与非点源污染对环境破坏的异质性区分开来，涉及非点源污染的文献少之又少。本文针对非点源发生的特点以及排污者个体贡献度问题，假设从集体表现的角度去设计政策，建立一个在集体监督和执行基础之上的环境税或补贴机制［17-18］。通过集体监督执行的制度安排来解决集体道德风险问题，其基本思想就是：仅仅观察排水处的污染情况，当非点源污染对总污染的削减量达到一定标准时，集体里的每一个人都可以得到补贴；如果排污削减达不到标准时，每个人将被课以罚金或税收，金额等于治理超出标准外污染物的成本。这样，将人的个体努力与总的污染控制产出目标相联系，就可以将非点源污染的控制等同于点源污染的控制，不同的是，非点源治理的责任由集体中所有人共同承担。这一假设正是本文以下两个模型展开、分析的基础，对于市场博弈模型中的点源与非点源之间的排污权交易，该假设侧重于集体监督和执行的概念，即制造点源污染的企业与农业非点源制造的集体之间进行交易，由于我国农村土地的集体所有制性质，在一定程度上也验证了该假设的准确性；而对于政府监督博弈模型，该假设更侧重于集体监督和执行基础之上的奖惩机制。
3 非点源污染控制的市场博弈模型
在传统的水环境污染治理中，农业生产活动所带来的污染一直被忽略，点源（企业）要完成所有的污染物削减目标。但受污水处理技术、相关设备成本和企业自身规模的限制，点源污染削减空间有一定的限度，达到一定程度时，提高环境目标，其边际削减成本也会急速增大，这会影响到企业自身的发展。随着非点源受到越来越多的关注和研究，非点源污染在控制技术和可行性研究上已趋于成熟，并且削减成本在一定范围内也低于点源污染削减成本，日本琵琶湖治理过程证明，削减非点源磷的费用仅为点源治理的1/6［19］。
排污权交易，即先在指定区域内，设定污染物削减总量不低于一定量Q0，该区域内部各污染源之间（包括点源-点源、点源-非点源、非点源-非点源）可以通过购买方式相互交换排污权指标，排污指标的初始分配有无偿、有偿两种方式。一般来说，当总体污染水平不变而边际削减成本存在异质性、减污难易程度不同时，基于市场的机制将比其他工具更为有效。假设总削减目标既定，以总削减成本最小为目标，不考虑双方交易费用，彼此的边际削减成本是透明的，如图1所示，反映的是非点源边际污染削减成本总是小于点源时的排污交易效率。
Q0≤Qn+Qp其中Q0为削减排污量目标，Qn、Qp分别为非点源削减排污量和点源削减排污量。图1中，传统治污模式下的Q0完全由点源污染承担，总的排污削减成本为ODQ0区域，由于点源与非点源削减成本的异质性，非点源相对点源有削减成本的优势，在污染削减总量既定的条件下，市场上排污双方有交易的可能，两者要达成均衡条件为：Qn+Qp=Q0
trading and the traditional mode削减成本与非点源边际削减成本相等，同时两者的排污削减量为Q0，此时达到成本最优。点源和非点源削减成本分别为OBQp、OCQn区域，由于参与者双方成本函数相差很大，因此相对于点源完全承担削减总量的成本，交易后的削减总成本明显下降。
4 非点源控制的政府监督博弈模型
水资源拥有公共物品的性质，必须有政府的干预才可能提高效率。在非点源污染治理过程中，政府和非点源排污集体构成排污博弈事件中的两个参与人。政府为维护自身声誉设法控制水污染的形势，排污者因考虑自身生产成本缺少治污的经济动力。假设政府监督管理成本为m，因采取非点源污染监管所获得的声誉增加值为r，相反若政府不采取对污染的控制监管措施则声誉值降低r；非点源污染排放达标时的治理成本为c，同时若非点源污染削减总量高于合约规定的额度时，非点源排污集体还可以得到由政府给予的环境治理补贴，金额为s，相反，若非点源排污量超标，该集体应受到治理不当的惩罚，需缴纳t数额的罚金，即环境税。另外，考虑到水资源对公众（包括非点源污染制造者）的环境价值，设水环境评估价值为e，即超标排放会导致水环境的价值损失e，但由于环境价值评估的主观性，当环境状况改善时，公众不能立刻作出新的评估，因此排污达标时不考虑环境价值的增加值。
对支付矩阵分析可知，该博弈图不存在纯策略的纳什均衡，现在从定义出发求混合策略的纳什均衡解。设非点源集体排污超标的概率为x，达标的概率为（1-x）；政府监管的概率为y，不监管的概率为（1-y），x，y分别满足0x1，0y1。
非点源排污者的期望效用函数为：
当y＜(c-e)/(t+s)时，U/x＞0，即当政府选择监管的概率小于一定值时，其期望效用与超标排放概率成正向关系，非点源制造者倾向于选择超标排放；相反地，当y＞(c-e)/(t+s)时，U/x＜0，非点源排污者更倾向于选择治理污染，达标排放；当y=(c-e)/(t+s)，排污者对排污与否持无所谓态度。
对y进行分析，y/c＞0，即政府对水环境的监管概率与非点源治污的成本呈正相关关系，即非点源污染的治理成本越高，排污者基于内在经济动力越倾向于超标排污，此时，政府也越倾向于采取监管措施；另外，分析结果还有y/e＜0，y/t＜0,y/s＜0,从这三个式子可以看到，政府对水环境监管概率与水环境的评估价值、超标排污的罚金（环境税）以及环境补贴的金额呈负相关。水环境的价值评估可以通过调查非点源排放者的支付意愿来获得，在此，非点源排污者对环境评估的价值越高，政府倾向于降低监管的概率；若非点源污染排放超标时，政府对排污集体征收的环境税罚金t金额越高，处罚力度的越大，政府监管的概率越低；若非点源排污集体积极治理污染，使得排放达标，获得相应的补贴金额s越高，政府也会降低监管的概率。
政府的期望效用函数为：
对y求偏导得，V/y=x(t+s+r)-(m+s-r)，令其偏导等于0，即有：x=(m+s-r)/(t+s+r)。
当x＜(m+s-r)/(t+s+r)时，V/y＜0，政府部门对水环境倾向于不监管；当x＞(m+s-r)/(t+s+r)时，V/y＞0，政府部门针对水环境的污染倾向于采取监管措施；当x=(m+s-r)/(t+s+r)时，政府对是否采取监管措施持无所谓态度。
对x进行分析，x/m＞0，即非点源排污集体超标排污的概率与政府部门监管成本呈正相关关系，政府部门为保护水环境而采取的监管、监测成本越高，则非点源排污集体超标排污的概率越大；另外，对x的分析结果还有x/t＜0，x/r＜0,从这两个式子可以看出，排污者超标排污的概率与超标排污罚金的金额t以及政府的声誉变动值r呈负相关，即政府部门对超标排放的惩罚金额越高，排污者超标排放的概率越低；如果政府因不采取监管措施（或采取监管措施）而失去（增加）公众对政府的信任，政府部门声誉变动值r越大，排污者越倾向于降低超标排污的概率。由于x/s=(t-m+2r)/(t+s+r)2，其正负号由超标排污的罚金t，政府监管成本m及政府声誉变动值r共同决定，在此不作详细的讨论。
5 结 论
本文从著名的公地悲剧现象出发，分析了非点源污染制造者之间的博弈格局，提出以“集体表现”的形式对非点源污染进行管理和控制，该假设也是市场及政府监督模型的前提条件。在市场博弈中，非点源污染在削减成本上具有相对优势，加之点源污染治理受治污技术、成本的限制，假定排污削减目标一定的情况下，以成本最优的原则进行点源-非点源排污权交易是可行且有效率的；政府监管模型下的混合博弈结果显示，合理的环境补贴和惩罚机制能够保证政府监管的有效性，政府对自身声誉及公众形象的重视及维护也会降低非点源污染发生的概率，从非点源污染制造者的角度，公众对自然资源与环境价值的认可，非点源制造者超标排放的概率也会降低。
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Modeling Nonpoint Source Pollution Control from the View of Game Theory
ZHANG Wei-wen1 LIU Fei1 WANG Xin-yan2
（1-College of Public Administration，Zhejiang University, Hangzhou Zhejiang 310029, China;
2-Graduate School of Agriculture, Kyoto University, Kyoto 606-8225,Japan）
关键词：低碳经济；环境成本；核算
低碳经济是指在尽量减少石油、煤炭等高碳能源消耗的基础上，以降低温室气体排放为目标，通过技术改造、产业转型、开发新能源、制度创新等手段，达到生态环境保护和社会经济可持续发展的一种经济发展形态。长期以来，我国能源消费以煤为主的能源消费结构，一方面降低了企业的能源消费成本，增加了企业利润；另一方面导致了严重的污染问题，增加了温室气体的排放，环境牺牲所带来的侵略式发展不能促使经济的可持续发展。与此同时，我国在能源日益短缺和污染环境问题日益突出的今天，自然资源利用和可持续发展的矛盾日益突出，发展低碳经济已成为企业未来生存和发展的不二选择。通过大力推进低碳经济发展理念，促进企业可持续发展，从而达到经济和环境取得双赢。企业运用低碳经济的发展能产生新的利润增长，低碳经济发展和全信息技术革命一样，成为全世界经济发展的新动力。企业会计核算作为信息处理和经济管理的手段，也必然受到低碳经济活动的影响，低碳经济在促进企业经济发展的同时，也在改变着传统经济核算的理论和方式。从1971年经济学家比蒙斯撰写文章《控制污染的社会成本转换研究》，1973年马林撰写的文章《污染的会计问题》开始，标志着环境会计从现实关注到理论研究，是环境会计的开端。企业在产品成本核算中将环境成本作为产品成本构成的一部分进行核算，使得企业核算成本的真实性、完整性。企业环境会计的发展促进了低碳经济理论在企业的实现，低碳经济的理论促进了环境会计的发展，也完善了会计体系的新发展，使环境成为会计的一个重要分支。
1企业环境会计建立意义
1．1企业环境会计建立是企业内部管理的需要
企业与环境有关的活动在相当大的程度上会改变企业的经营成果和财务风险，环境报告就成为企业管理进行决策分析必不可少的依据。在现有产品成本的核算中，企业很少考虑环境问题带来的影响。从企业内部管理角度来讲，环境会计的建立可以使企业管理者更准确地掌握企业的财务状况和经营成果，做出更科学的决策。
1．2企业外部使用者对企业环境会计信息有强烈的需求
政府职能部门、投资者、消费者、社会公众、债权人等企业外部信息使用者对企业环境会计信息有着强烈的需求。伴随着环境问题的日益突出和社会各方面环境意识的加强的今天，环境问题对企业外部信息使用者的经济利益的影响越来越大。政府职能部门需要根据企业的环境报告来评价企业对环境的污染和在环境方面的成本；投资者基于自身投资的收益性和安全性的考虑，十分关心对环境带给企业经营成果和未来财务收益的影响，以便对可能的环境风险做出评价。社会公众和消费者希望通过种种手段促进环境的改进和治理。
1．3建立环境会计是增强企业适应国际竞争力的需要
随着我国与世界各国广泛深入的经济合作，将来会有更多的外资企业到我国投资，我国到国外投资的企业也将越来越多。建立环境会计，进一步与国际会计接轨，是适应国际经济一体化带来的国际会计一体化。通过把环境因素纳入会计核算范围，就会迫使企业进行必要的技术改造，努力生产具有国际标准化产品，提高产品竞争力，在国际贸易中竞争中取胜。
2传统会计与环境会计之比较
2．1两者在核算和内容上存在差异
环境会计作为企业会计的一个分支，在会计的基本原理和方法上与传统会计相似。传统会计很少涉及环境方面的内容，仅在管理费用中设立排污费、绿化费等少量明细项目，将缴纳的各种环境污染罚金、赔偿金等包括在营业外支出的明细项目中。表现在：没有将环境资源确认为资产，负债要素中没有反映企业应承担的环保责任，没有将环境资产确认为所有者权益，没有确认环境收入和费用以及环境利润。传统会计以货币计量作为会计的本质特征，只确认能够计量、且通用货币计量和货币交换的东西，并没将整个社会生产、消费和相应的生态循环价值反映出来，因而会计核算对象及内容具有一定的不完整性。
2．2传统会计主体忽视环境效益和社会效益
企业利益是传统会计体系的核心，只计量企业直接的生产耗费和能为企业拥有的所得，从会计主体的资金循环出发，将其耗损的资源和对环境的负面影响排除在核算体系之外。为了追求企业经济利益最大化，企业的管理者在决策时就有意识减少开支和增加产出的措施，如对废弃物不进行处理就直接排放出去，以减少企业的成本，企业将自己的责任转嫁给社会。同时，企业收益的虚增，间接上鼓励了企业以牺牲环境为代价谋取当前的经济收益。2．3狭义的传统会计成本循环理论不符合低碳经济发展理念1987年以挪威首相布伦特兰为首的世界环境与发展委员会在《我们共同的未来》报告中提出了可持续发展的定义。可持续发展的思想得到了广泛的接受和认可，可持续发展的定义，成为1992年联合国环境与发展大会上的共识。低碳经济发展理念更多关注企业可持续发展，传统会计成本理论是基于企业本身来处置成本补偿，只对已发生的成本进行补偿，是狭义循环成本概念。狭义循环成本理论将自然界的物质，如水、空气等视为没有价值的资产，既而将自然资源看成是无偿的而排除在循环成本之外，不考虑以对环境因素进行会计核算，没有对自然资源进行补偿，不符合低碳经济发展理念。
3企业环境会计核算要素
3．1环境资产的概念与分类、计量
环境资产是指因资产的确认标准而被资本化的环境成本环境资产按范围分为狭义环境资产和广义环境资产，狭义环境资产是指所有权或控制权属于特定会计主体的环境活动有关的资源。广义的环境资产包括狭义环境资产外，还包括所有的环境资源和自然资源，如森林资源、水资源、天然矿藏等。环境资产的计量是量化环境资产结果的过程，即以环境资产确认为基础，按照一定的方法和程序，对环境资产的金额与数量进行的确认、计算和认定的过程。环境资产计量的方法有现行成本法、历史成本法、可变现净值法、现行市价法、未来现金流量现值法。环境资产可进一步分为资源性环境资产和非资源性环境资产两类。非资源性资产包括环境保护和环境治理专利与专有技术、污染治理设备和排污许可证。资源性资产通常指自然资源，企业一般不拥有资源性资产的所有权，只拥有其使用权或开采权。
3．2环境负债的概念与分类、计量
美国注册会计师协会认为：环境负债是为净化环境而形成的负债。包括为净化环境而直接发生的负债和为净化环境而预测发生的各种支出。按是否赔偿可以划分为确定环境负债和或有环境负债；按是否用货币计量可以划分为货币性环境负债和非货币环境负债；按照环境负债的存在形式可以划分为环境赔偿负债、环境修复负债和环境罚款负债。环境负债的计量包括破坏环境的罚款义务形成的负债、符合性义务形成负债的计量、环境修复义务形成的负债、破坏环境的赔偿义务形成的负债。或有环境负债的计量包括确认并预计或有负债、确认但不预计或有负债。
3．3环境权益的概念与分类、计量
环境权益的概念是指环境资源所有者或使用者在企业环境资产中享有的经济利益，其金额等于环境资产减去环境负债后的余额。按形成权益来源不同环境权益的分类划分为环境留存收益、环保基金和资源资本。资源资本的计量有两种情况：一是资源性资产的取得成本远远低于价值时按该项资产的价值与取得成本的差额计量；二是企业零成本取得资源性资产的开采权或使用权时，应按资源性资产的计量方法计量。
3．4环境收益的概念与分类、计量
在一定时期内企业进行环境保护和环境治理所形成的经济利益的流入，是采取环境保护措施所得到的经济利益减去环境支出的结果。按取得收益的方式划分为隐性环境收益和显性环境收益；按具体内容可划分为环境保护和环境治理的附加收益、废弃物的回收再利用利益、排污权转让收益、资源节约而引起的成本降低、其他收益等。环境收益的计量分为显性环境收益的计量，通过签订销售合同或销售协议取得收入，并通过收入与费用配比的原则予以计量，包括废弃物处理收入、排污权交易收入、附带产品收入等，分别减去排污权购买成本、附带产品成本、废弃物处理费用等，计算求和。隐性环境收益的计量包括环境保护和环境治理带来的产品附加价值计量、节约能源和资源耗费产生的成本降低的计量。
3．5环境费用的概念与分类、计量
企业因预防和治理环境污染已消耗环境资产价值和发生的各种费用和，以及由此而承担的各种损失，是企业环境活动中所发生的经济利益流出。按照经济用途划分，可分为环境污染治理费用、环境污染预防费用、废弃物回收利用费用、环境赔偿费用；按经济内容划分，可分为资源消耗费用、环境补偿费用、环境保护费用的计量。环境费用的计量是对环境费用确认的结果予以量化的过程，遵循非历史成本计量和历史成本计量。历史成本计量包括环境污染治理费用的计量、环境污染预防费用的计量、废弃物再利用的计量、环境损失费用。非历史成本法计量主要用于环境损失的预计。
作者:冯军 单位:武汉商学院
参考文献：
［1］王进波．环境会计理论研究文献综述［J］．财政监督，2007（7）．
关键词：生态浮床；发展历程；作用机理；去除效果
中图分类号：X703
文献标识码：A文章编号：16749944（2017）8006502
1引言
水体富营养化现在已经成为全球性的水环境污染问题，现如今中国水流域污染是由水体中的氮元素和磷元素的含量太高而造成的，而氮元素和磷元素却是植物生长发育所必要的营养元素[1，2]。生态浮床是用能够漂浮的材质为载体，把水生植物和陆生植物放到载体上种植，这样就相当于把植物移栽到水体之中，而这样水中的氮元素、磷元素和有机污染物被水中移栽的植物的根部所吸收，从而达到净化河流的作用[3]。通过这种生物净化河流的方法，可以去除水体中的氮元素和磷元素，达到净化水质的目的[4，5]。
2人工浮床的发展历程
生态浮床的发展历程主要经历了四个阶段，第一个阶段是20世纪初，生态浮床技术开始兴起并被用作鸟类栖息地和鱼类的产卵场所；第二个阶段是20世纪80年代，德国学者设计出了现代的生态浮床，并首次将其应用于净化污染水体；第三个阶段是1988年，在德国，美国德裔植物学家发表的论文中概括了生态浮岛的六大功能；第四个阶段是20世纪90年代，我国首次引进生态浮床技术治理城区污染河道。通过对文献与专利的分析，从两个方面可以看出一些规律：从生态浮床CNKI文献数量年度变化可以看出，从2001年开始有生态浮床的相关研究，但数量不多，从2007年开始研究数量迅速增长，并且越来越多；从生态浮床专利数量年度变化可以看出，专利数量体现了技术的应用情况，2006年之前也并没有相关应用，2006～2009年维持在较少的水平，从2010年开始生态浮床的应用逐渐成为热点。
3生态浮床的分类
人工浮床主要分为干式浮床和湿式浮床。所谓的干式浮床是指在浮床中生长的植物与治理的水面没有直接接触，对于水面污染的净化没有用处，主要是作为景观而栽培的。而湿式浮床是与水面直接接触，对水质的净化效果较好。
生态浮床类型多种多样，通常按其功能主要分为消浪形、水质净化性和提供栖息地型三类。浮床的外观形状有正方形、三角形、长方形、圆形等多种。其最大的优点就是直接利用水体水面面积，不另外占地。
4生态浮床存在的问题及解决方法
现如今生态浮床也存在着一些问题，经过这么长时间研究，国内和国外在生态浮床方面的科研取得了很大进步，技术能力方面提高了很多，然而这其实还是仅仅停留在实验室的试验和研究状态，还有很多问题需要解决，还有很多不足需要完善。首先，现在研究出的生态浮床还不能够进行标准化的推广。不同的水流域，其富营养化程度不相同，其他的物理条件和因素也都各不相同，需要对特定的物理情况和环境因素制定相匹配的浮床和浮床上的移栽植物[6]，其次，现在的生态浮岛需要人工进行操作，很难进行机械化的维护和处理。因为生态浮床漂浮在水面上，所以每天的维护和清理工作都需要在水上完成日常的管理，这就导致在小型的试验基地进行处理还行，当在大面积的水流域上，人工是很难进行及时操作的。再次，现有的生态浮岛制作施工周期长，从目前来看多数的生态浮岛都是采用现场制作及现场种植的模式，大面积制作施工周期较长。还有是现在的生态浮岛很难度过冬天。生态浮岛上的植物大多数不能过冬，尤其在冬季天气较冷的北方地区植物需要在第二年春天重新种植。最后，当前国内和国外对生态浮床的使用都还停留在小型化上面，对小范围的水流域还行，但是当对大范围的水流域使用时，很难对其进行生态修复。
面对生态浮床存在的这些问题，利用无土草坪的各种优点制作生态浮床已取得了很好的效果，解决了目前国内外生态浮床制作技术存在的诸多问题，无土草坪生态浮岛采用禾本科草建成，禾本科草是一类根系发达、适应性强的多年生植物，具有净化富营养化水体的潜在优势，它能抵抗极端大风、大雨及大浪并能达到在不同的水流、温度、富营养化水平等情况下使用。由于无土草坪生态景观浮岛特殊的结构及方便的管理可以用它能制成超大面积的浮岛。无土草坪在地面使用时既怕干旱又怕缺肥，但是无土草坪生态景观浮岛漂浮在富营养化水面上也就没有这些问题了。用禾本科无土草坪制成的生态景观浮岛能对较大的河湖修复富营养化提供一条有效的新途径。
5生态浮床的优越性
生态浮床技术较其他水体修复技术有明显的优越性，充分利用我国广阔的水域面积，将景观设计与水体修复相结合；可选作的浮床植物的种类较多，载体材料来源广，成本低，多用抗氧化材质，具有无污染、耐腐蚀、经久耐用的特点；浮床的浮体结构新颖，形状变化多样，易于制作和搬运，不受水位限制，不会造成河道淤积；生态浮床管理方便，只需要定期清理维护，极大程度上减少了人工资源，降低了维护成本和设备的运行费保养费。
6生态浮床组成、机理及影响因素
生态浮床是由浮床框体、浮床床体、浮床基质、浮床植物构成。浮床框体一般是用PVC管、不锈钢管、木材、毛竹等作为框架。浮床床体是植物栽种的支撑物，同时是整个浮床浮力的主要提供者。生态浮床作用机理分为以下7个方面，大型水生植物在生长过程中分泌出来的化感类物质对藻类物质、病毒类成分具有一定的抑制灭活作用；大型水生植物通过光合作用产生氧气，并通过植物组织传输到植物根系，并分泌到待修复水体中，防止水体缺氧而导致鱼类死亡、水生生物灭迹和水体黑臭；大型水生植物巨大而茂盛的枝叶可以遮挡太阳光，可使藻类无阳光而死亡；人工生态浮床因为根系丰富的氧气、相对充足的养分和定的环境，是水体生物栖息、产卵、繁殖的场所，在一定程度上强化了水体自净能力；大型水生植物的根系具有巨大的比表面积，起到生物膜载体的作用，对悬浮物质进行吸附，根系还富集水体中的重金属元素和有机污染物，植物生长成熟之后，将植物搬离水体，使水体中的污染物大幅度减少；水生植物根系发达，与水体接触面积大，可以截留水体中的大颗粒污染物质，在其表面进行吸附、沉降等；同时，通过大气复氧及植物光合作用输送氧气至植物根部，供植物呼吸作用及根际区微生物的生长繁殖，还可在根部形成厌氧-好氧区，有利于反硝化细菌-硝化细菌的生长，从而加速脱氮过程。
生态浮床的影响因素包括：植物种类、温度、处理时间、覆盖率、初始浓度。不同种类生态浮床植物因生理特性不同，导致其对水体污染物的净化效果差异较大，因此，选择合适的生态浮床植物是影响水体净化效果的关键因素之一，温度是浮床植物生长和繁殖的必要条件。植物在不同温度下生长速度有差异，在最适温度时植物生长旺盛，对污染水体的处理效果比较明显；而温度过高或过低，会抑制植物的生长，从而影响其对污染水体的处理效果。生态浮床上的植物对污染水体的净化效果与污水处理的时间有着紧密的联系[7]。如黄菖蒲、美人蕉、西伯利亚鸢尾浮床对污水中氮元素和磷元素的净化效果随时间的增长而增加[8]。生态浮床上的浮床植物对水体污染物的净化效率与浮床的覆盖度直接相关，覆盖度增加，净化效率相应提高。水体污染物的初始浓度也是影响浮床植物净化效果的重要因素之一，在致死阈值内，水体污染物的浓度越大，浮床植物对污染物的吸收能力越强[9～11]。
7展望
生态浮岛技术作为一种新兴的水体处理技术，虽然还存在着不足的地方，但相比于传统的污水处理方法，生态浮岛技术具有前所未有的优势，并且随着技术的不断完善，这些现存的缺点将会慢慢得到改善，当今，河流污染的程度很严重，对人体的健康状况造成了很大的影响。生态浮床现如今已经成为一种处理水体污染的新兴方法，能够对河流的水质状态进行净化，改善河流生态环境。使用生态浮床治理污染水体，能够通过植物根部吸收，有效的去除水体中的有机污染物，吸收水体中的氮元素和磷元素，解决水体的富营养化问题。生态浮床在水体中可以提供良好的生长环境给水生生物，因为本身所占的面积很小，所以需要花费的成本很低，能源消耗量很少，由于其净化机理不复杂，工艺的流程简单，很容易被推广，因此生态浮床在未来会有很光明的前景[12]。
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关键词：生态清淤；生态脱水；水基；一站式；成套装备
中图分类号：TU991文献标志码：A文章编号：
1672-1683（2015）001-0258-02
R & D river or lake ecological dredging dewatering water-based complete sets of equipment
ZHANG Li-ming1，SHEN Kun-gen2， WANG Yong1
（1.Jiangsu Water Conservancy Machinery Manufacturing Co.，Ltd.，Yangzhou 225003，China；2.Shanghai Hongcheng Industrial Development Co.，Ltd.，Shanghai 200000，China）
Abstract：The paper from the ecological （environmental） of the concept and characteristics of dredging，dredging engineering analysis with the general difference，selection of cleaning equipment，equipment suitable for cleaning up；sediment of garbage sorting，homogeneous，dosing，filter，ecological dehydration treatment.R & D dredging，dehydration "water-based one-stop" riverbed sludge cleaning pared with the conventional，has great advantages in technology，the economy；and the development direction in the future.
Key words：ecological dredging；ecological dehydration；water-based；one-stop；complete sets of equipment.
随着经济的高速发展，人们越来越关注自身的生存环境。水是一个城市的灵魂，城镇化的大力推进，水污染却日趋严重，乡村河道急需疏浚，城镇河湖急需清淤，水环境治理是环境综合整治的重要一环。河湖清淤更是一个系统工程，需综合考虑技术、经济、生态等因素，选择合适的清淤、脱水设备、以及处理方式并进行科学决策。
1生态清淤
生态清淤又称环保清淤。是为改善水质和水生态环境而进行的清淤，目的是减少二次污染，不同于为改善航行和排涝行洪条件而进行的疏浚。它与工程疏浚主要存在以下几个方面的不同（见表1）：
表1生态清淤与工程疏浚差异对照
名称清理目的清理对象清理设备底泥处理处理成本环境影响
生态清淤清除河、湖等水体中的污染底泥并为生态系统恢复创造条件河湖淤泥、浮泥旋挖式清淤机（船）、环保绞吸式挖泥船、生态清淤吸头、多功能清淤机等干化处理、农田洼地填埋、增加添加物作为建筑材料处理相对较高经处理后二次污染较小
工程疏浚疏通航道、增大湖泊库容、扩建港口等大江大河的水下沉积物、按设计要求开挖的原状土绞吸式挖泥船、斗轮式挖泥船、链斗船、耙吸船、抓斗船等吹填、造岸、通过泥驳送入江海深处相对较低一般不经处理，对环境影响较大
城镇河湖生态治理工作已由点到面的逐渐铺开，如无锡太湖、昆明滇池、扬州瘦西湖、金华长湖等都属于生态清淤的范畴；这些工程的实施都给我们提供了较好的理论与实践基础。但像上海龙华港、苏州内城河这些两岸高楼林立、居民众多的地方，不要说淤泥堆场，就连个小小的脱水站也没有摆放的地方。如何做到施工不扰民，减少投诉率；如何解决场地问题；如何提高清淤效率、降低施工成本，下面将从清淤脱水设备、机具、施工工艺的选择几方面作出阐述。
2生态清淤机具的选择
生态清淤的对象是河湖底部的淤泥，包括沉积在淤积物表层的悬浮、半悬浮状的絮状胶体等；并要求精确清除，不能超挖，为后续生物修复技术创造必要的生态环境条件；较小范围内的扩散，或扩散距离不大于5 m[1]。因而，像抓斗清淤船机具下水时不但会扰动浮泥，向四处逃逸，还会造成严重的超挖、漏挖，在生态清淤工程已逐渐被淘汰。现在常用的设备是环保绞吸式挖泥船，还有国内在近年来研制成功的专业生态清於设备旋挖式清淤机（船）， 该产品逐渐在相关工程中运用，如在杭州胜利河上展示身手。
2.1环保绞吸式挖泥船
它是静态挖泥船，绞刀作为挖掘机具，使泥土在切削后，泥水混合物经过泵送，由排泥管输送到排泥场或泥水分离设备。工作时，以定位桩为中心，通过船体前方两侧绞盘上的锚缆收放，实现圆弧型旋转，机具作横扫运动，所形成切削面积为扇型区域，一般是双桩定位的，如在行进中是双桩交替进行的，扇型区域部分重叠，会形成复采，同时局部欠挖；改良后的双桩机构配有行进台车，始终以一桩定位，机具扫出一系列同心园扇型区域，不再重叠，但绞刀是锥状的，泵的吸口在其中后方，在淤泥厚度不足0.2 m的工况下，设备工作效率较底[2]；正常条件下平均清於浓度也仅有10%左右，而且前面两侧的锚缆，使其它船只无法通行。
2.2旋挖式清淤机（船）
近年来由国外引进、消化、吸收，根据国内河流现状研制再创新的成果。由前部带凹槽的船体，可升降的刀架，旋挖头装置，开、闭式液压系统，柴油机动力系统，电控系统，操纵室，自航螺旋推进系统等几部分组成。旋挖头装置是由一对左右对称的螺旋叶片、中部空心管、可选配的挖掘破碎刀片、液压驱动马达、旋流式无堵塞泥浆泵、环保泥罩等几部分组成。由于左右对称的螺旋叶片工作时可将淤泥向旋挖头中部汇拢，旋挖头中后部直接安装有水下泥浆泵，这样可以提高吸泥浓度，改善泥泵汽蚀性能[3]，经权威机构检测，清淤浓度可达20%～40%。工作时，行走装置主要根据河湖工况选择。
（1）如果河道狭长，可选用钢丝蝇牵引装置作为行走驱动装置，在清淤机前后各布置一根系于河道两侧的钢丝绳作为定绳，两定绳间系一根可移位的动绳，动绳的移位次数由河宽除以旋挖头宽度确定，同时考虑少量的重叠度，以防移位时漏采。动绳在固定于船上的滑轮组的驱动下，带动船体前进。
（2） 如果河湖较宽，可采用抛锚定位与两台牵引绞车配合作业，带动船体前进。由于是自行船可自行抛锚，而不需要专用抛锚艇。
（3）如选择星轮（WHEELSTAR）驱动作为行走装置，河湖无论宽窄都可适用，而且是连续推进作业，绞吸船工作时需要移桩，泵吸相对是间断的，故星轮驱动旋挖船工效更高。
（4 ）旋挖式清淤机的旋挖头比绞刀宽得多，一般在2 m以上，工作时向前平行推进，采挖后的切削面相当平整，但出现的问题是有些河床并不平整，人工开挖或修理过的河道边坡明显。现有的旋挖头因为不能左右摆动，只有局部与河床底泥接触，造成采收不平衡，船体甚至发生倾斜，造浆浓度低。改进后的旋挖头可左右摆动角度，保证船体在平衡状态下，按边坡角度调整[4]，提升清淤船的工作效率与自动化作业程度。旋挖式清淤船是整个生态清淤的关键技术，特点是体积小、功效高、性价比高，较适应城市中小河道的生态清淤[5]。
3生态脱水设备
清理上来的淤泥考虑到运输费用及避免二次污染问题，一般需进行脱水处理，常用的脱水设备有离心机、带式压滤机、板框压滤机、叠螺污泥脱水机等；其中板框式不能连续作业，而带式压滤机已实现小型化，具有效率高、产量高、能耗低的特点[6]。
带式浓缩脱水一体机对送来的污泥进行分层处理，上层进行浓缩脱水，下层进行多辊压缩脱水，出泥含水率低，工作稳定，受污泥负荷波动影响小，便于控制，对操作者的素质相对要求不高。生态脱水：主要从设备自身与尾水排放二个方面考虑。带式机具有振动小，工作时环境噪声低的特点。采用微生物絮凝剂（普鲁兰）解决了传统絮凝剂产生的有毒离子给环境带来的二次污染，尾水更易达标排放[7]。采用三维滤布替代二维滤布，抗拉性更好，滤水性能好，相对加大了过流量，提高了处理能力。
4水基一站式成套装备
（1） 水基。清淤机、污泥均质装置、泥水分离设备均以船的形式出现，动力来自于柴油发电机组，为减少噪声污染，都进行了静音处理。整个工作流程全部在水面上完成，不需要占用陆地面积。
（2）一站式成套装备。清淤采用旋挖式清淤船，通过泥浆管与均质船相联，距离在100 m以内，均质船通过管道与脱水船相联，两者可以是零距离。均质船上配有垃圾分拣装置。脱水船上装有带式浓缩脱水装置，见图1：
1.定位桩 2.液压站 3.驾驶室 4.电气控制系统 5.柴油机发电机组 6.船体 7.护舷 8.推进器 9.带式压滤机系统 10.顶棚 11.皮带机
图1脱水船布置
设备处理能力：清淤船50～100 m3/h，均质船 50 m3/h，脱水船50 m3/h。
（3）工艺流程。清淤船（完成）底泥收集泵吸输送均质船（完成）垃圾分拣均质泵送脱水船（完成）加药混合粗滤压滤泥饼（尾水）输送（达标排放）。
（4 ）成套装备使用效果。三套船已在上海龙华港成功使用，工效高、运行成本低、操作维护简单、使用近一年无居民投诉。
5今后的发展方向
（1） 为进一步提高清淤效率，实现精确清理，小型船也要
配备GPS或北斗定位差分系统、深度仪、流量计、密度计、工控机。
（2） 底泥进行化学分析，无公害的可作为肥料进行填埋；有害的要（可添加改性物质）进行砖瓦烧制，形成经济效益。
（3） 河湖底泥清理要常态化，而不是沉积很厚了才去治理，定期进行日常维护，保持一个良好的生态水环境。
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关键词:水生、花卉;美化环境;景观
中图分类号:S682.32 文献标识码: A文章编号:1005-569X(2009)09-0013-02
1 引言
随着园林技术的发展,现代城市规划中水景是不可缺少的美化元素,清澈透明的水体配以时令的水生花卉,会给人以舒适安逸的美感,极具景观美学价值,因此,水生花卉越来越广泛地被应用于城市园林布景中。水生花卉广义上是指生长在水中的观赏植物,但通常指的是多年生的具有观赏价值的生长在水中的宿根草本植物,所以常有浮水、挺水、沉水之分,是园林水景绿化中最常用的花卉种类。
2水生花卉的分类
水生花卉种类繁多,根据其对水分要求不同的特点,常分为3大类: 即挺水类、浮水类、沉水类。
2.1挺水类
即根生于泥中,茎出水面。有明显的茎叶之分,多生长在靠近岸边的浅水处,对水的浓度要求因种类不同而异,见表1,常见挺水类花卉对水的深度有要求,是最理想的水景园林应用的种类。
2.2浮水类
分为漂浮型和浮叶型。漂浮型植物的根不生于泥中,植株漂浮在水面上,随着水流波浪四处漂泊,多数以观叶为主,用于水面景观的布置。主要有凤眼莲、大漂等。浮叶型水生花卉植物种类繁多。茎细弱不能直立,有的无明显地上茎。植株体内通常贮藏有大量的气体,叶片或植株能平稳地漂浮于水面上。根状茎发达,常具有发达的通气组织,生长于水体较深的地方,花大而美丽,多用于水面景观的布置,如王莲、睡莲等。
2.3沉水类
种类较多,多为无根或根系不发达,整株植物沉没于水中,通气组织特别发达,利于在水下空气极为缺乏的环境中进行气体交换。沉水型水生花卉植物在弱光条件的水下也能生长,但对水质有较高要求,因其影响到对光线的利用,生长于水体较中心的地带,人工栽植通常用于水族箱内装饰。如黑藻、金鱼藻、眼子菜、苦草、菹草之类等,园林中应用较少。
3水生花卉的生长条件
3.1水
水生花卉,离不开水,但不同种类对水深度要求不同,同一种类其不同的生长期对水深度要求也有所不同,如荷花在春季初栽,水位应低,5~10cm 为适,有利于藕种发芽、萌动,荷花生长中期及盛花期,需水量最大,以20~40cm 为适,秋季生长末期,又以10~20 cm为适。所以,水生花卉在园林中的应用要重点注意对水的需求。
3.2光照
水生花卉多喜光,通常在全光条件下才能生长正常,如荷花、睡莲、千屈菜等;也有喜半荫的,要求60%~80%蔽荫度。如光线太强,会出现不同程度的灼伤,如天南星科植物、菖蒲等。因此,种植水生花卉时,要注意光照强度对其的影响。
3.3气温及土壤
水生花卉的花期多在5~9月份,是较理想的夏季观赏花卉,对水温多要求保持在18~24℃。土壤要求含丰富有机质。
4 水生花卉在园林中的应用
水生花卉作为观赏植物在园林建设、环境美化、经济开发等领域有其独特的作用,是整个园艺业不可或缺的一部分。中国园林特色之一是无园不水,因此水生花卉的应用广泛,如荷花、睡莲,作为水生花卉的主角,深受大众喜爱。
4.1水生花卉的应用价值
水生花卉在现代园林造景中是必不可少的材料。一泓池水清澈见底,令人心旷神怡,但若在池中、水畔栽数株植物,定会使风景陡然增色。而且,水生花卉不仅具有较高的观赏价值,更重要的是还能吸收水中的污染物,净化水质,是天然的净化器。充分合理地利用好水生花卉,可以改善园林景色,还能够改善水体,消除污染。
4.1.1美化环境
水生花卉通过孤植、列植、片植、群植等配置,创造出不同风格的园林水景景观。极大地提高人们居住、生活、工作环境质量。如在小区建筑物周围和道路边缘种植水生花卉,不但美化了生活环境、丰富了建筑物立面,还可以调节此区域小环境、减少建筑物和地面的生硬感,营造亲切、轻松的居住环境。
4.1.2保护生态平衡
水生花卉可吸收富集于水中的营养物质及其他元素,可增加水体中的氧气含量,或抑制有害藻类繁殖,遏止底泥营养盐向水中的再释放,有利于水体的生物平衡等,对小区的水体生态具有很好的保持作用。
水生花卉生长过程中需要大量N、P 等营养物质,以维护自身的生长需要,而这些恰恰是水体污染的主要物质。水生花卉的种植可以消耗水中多余的营养物质,这些营养物质被固定在植物体内,通过人工采集方式重新利用,而达到去除水中多余的营养物质。
水中有机营养去除方式除吸收利用外,另外起作用的是微生物分解,水生植物群落的存在为微生物的生存提供场所,其进入水中的根、茎、叶为微生物提供了广大的表面空间,植物体上寄居的各种微生物可降解来自水中的有机营养物质,减少水体的营养化状态。大型水生植物可以通过自身的维管组织把空气中的氧气传输到水下的泥底层,通过根部释放出来,增加水中的溶解氧含量改善水质。
因此,水生花卉的园林应用更重要体现在保护生态平衡中。
4.2水生花卉应用中注意的问题
(1)要注意种植水生花卉的季节要求。夏天是种植和引进各种热带水生花卉的最佳季节。每年秋天是花卉种植的淡季,在天气变冷前,必须建好温室大棚,把夏天从南方引进的热带水生花卉全部搬进大棚里。
(2)要因地制宜,依山傍湖种植水生花卉。水生花卉在水面布置中,要考虑到水面的大小、水体的深浅,选用适宜种类,并注意种植比例,协调周围环境。栽植的方法有疏有密,多株、成片或三五成丛,或孤植,形式自然。种植面积宜占水面的30%～50%为好,不可满湖、塘、池种植,影响园林景观。种类又要多样化,应在水下修筑图案各异、大小不等、疏密相间、高低不等及适宜水生花卉生长的定植池,以防止各类植物相互混杂而影响植物的生长发育。
(3)要注意色彩搭配,色调丰富,活泼大方而不呆板。春季彩叶植物的配置给人们带来清新感、醒目感,盛夏彩叶转绿又可成为缤纷花季的背景绿幕,点红染绿,幽院披霞,给酷暑的夏日带来无尽的生机与静谧。
(4)水生花卉配置的原则是根据水面绿化布景的角度与要求,首先选择观赏价值高、有一定经济价值的水生花卉配置水面,使其形成水天一色、四季分明、静中有动的景观。根据株型大小,高低错落,自然而不造作。
(5)根据植株姿态,注意线条搭配。自然界的水生花卉茎秆、叶形多种多样,有圆形、菱形,叶有条形、线形、剑形、伞形、圆形、心形,不同形态的茎秆与叶形搭配得体,与周围环境协调一致,融为一体,为紧张快节奏的现代生活创造出一方宁静清爽的新天地。
5 结语
水生花卉作为观赏植物在园林建设、环境美化、经济开发等领域有其独特的作用,是整个园艺业不可或缺的一部分。也是未来治理水环境污染、恢复生态环境长期有效的办法。在环境破坏越来越严重的今天,水生植物在改善环境中将起到更大的作用。在利用水生植物同时,要讲究合理布局、科学搭配,避免单一化,如水葫芦在我国成为水面杂草,反而成为水体的污染源,影响水质,破坏了水体生态平衡。因此要适当进行人工干预。随着研究的深入和技术的不断完善,水生植物在园林布景及水体环境治理方面将有着广泛的应用前景。
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关键词 海岸带；综合承载力；状态空间法；可持续利用；东营市
中图分类号 K903
文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2017）02-0093-09 doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2017.02.014
开展海岸带区域综合承载力研究是实现海岸带可持续发展的前提，然而，随着黄河三角洲海岸带城市化进程的加速和经济的快速发展，海岸带水环境和生态环境不断恶化、淡水资源日益紧缺，导致海岸带区域综合承载力超载。基于此，本文以东营市海岸带湿地遥感解译数据、浅海水质监测数据及社会经济统计数据为数据源，运用状态空间法对东营市海岸带承载力进行评价与预测，以期丰富和深化海岸带承载力理论体系，为东营市海岸带合理开发提供科技支撑。
1 文献综述
目前国外对海岸带区域承载力的研究多限于单要素评价，集中于对渔业资源、旅游资源、滩涂资源等承载力及可持续利用等方面的研究，如 Enrique Navarro、Jurado等[1]对海岸带旅游资源承载力的研究，Carver CEA等[2]对加拿大Nova Scotia东部海岸贻贝承载能力的估算，Tejada M等[3]对印度Kerala Kumarakom海岸旅游地自然承载力的研究，Williams P 等[4]对澳大利亚黄金海岸南部海滩社会承载力的研究等。
相对于国外来说国内对于海岸带承载力的研究侧重于综合评价，包括对综合承载力的概念及评价指标体系的定性描述和方法多样的定量描述。前者如刘康等据“驱动力（压力）-状态-响应”（P-S-R）概念模型，建立了海岸带承载力评估指标体系[5]；熊永柱[6]对海岸带环境承载力的概念、内涵、指标体系和评价模型进行了初步探讨。后者如苏盼盼等建立了社会、经济和自然三个维度的海岸带生态系统综合承载力评估指标体系，并运用改进的AD-AS模型，计算舟山海岸带综合承载力[7]；苏蔚潇计算了2005-2009年的海岸带区域生态环境综合承载力 [8]。同年，魏超等以江苏省南通市海岸带为例，利用状态空间法计算了研究区2005年、2008年和2009年的综合承载力[9]。上述研究为丰富和完善海岸带承载力的理论和实践奠定了重要基础。
2 研究区界定
关于海岸带的概念目前尚不统一，如2000年第147次香山科学会议提出海岸带范围是指由0 m等深线向陆延伸10 km，向海延至水下15 m等深线范围；再如陈述彭[10]提出海岸带是以海岸为基线向海陆两侧扩散而且辐射，靠得最近的是一个最基本的单元，而逶迤扩大可到省、市、自治区甚至周边国家，其辐射程度、广度、深度不一样，逐渐减弱、逐渐模糊。本文考虑到数据获取的可行性，借鉴上述学者的观点，将海岸带定义为：由0 m等深线向陆延伸至沿海地级市（县）行政边界，向海洋延至-15 m等深线范围。
根据承载力的研究内容由单一要素走向综合、系统的演化过程，延伸出本文综合承载力的定义：即一定历史时期，一定空间范围内，以实现区域复合生态系统可持续发展为目标，在确保自然―社会―经济复合系统各要素相互作用并良性循环发展的条件下，海岸带区域自然―社会―经济复合系统对人类社会经济活动支持能力的阈值。其中人口及人类社会经济活动是受载体，自然―社会―经济复合系统是承载体。
本文以东营市海岸带作为研究区域，其范围由0 m等深线向陆延伸至|营市（县、区）行政边界，向海洋延至-15 m等深线范围。其中包括浅海面积4 800 km2，陆域面积8 243 km2，行政区包括东营区、河口区、利津县、垦利县、广饶县。
3 海岸带区域综合承载力评估
3.1 研究方法
3.1.1 P-S-R模型
P-S-R模型从人与自然关系入手，分为压力、状态、响应3个组成部分。压力是指人类生产消费活动对资源环境的压力；状态是指在一定人类生产消费活动下资源环境的状态；响应是指人类在变化了的资源环境状态下所做出的响应。各组成部分既相互联系、相互依存又相互制约，具有较强的系统性。因此结合目前国内外有关海岸带综合承载力评价指标体系以及状态空间法在承载力研究中的应用，选取开展海岸带区域承载力研究较常用的评价指标[6-9，11-15]，将其分为3个层次，包括评价模式层（P-S-R）、一级指标层（子系统层）和二级指标层（指标层）。本文构建的海岸带区域综合承载力评估指标体系见表1。
对以下几项指标进行解释说明：
（1）富营养化指数。富营养化指数[16]是指水体中因大量氮磷等营养物质富集引起藻类等浮游生物迅速繁殖，从而导致其他生物大量死亡，用来评价研究区海域富营养化程度。计算方法如下：
E=SCOD×SN×SP4500（1）
式中，E表示富营养化指数；SCOD表示水质中化学需氧量（COD）的浓度（mg/L）；SN表示水质中总氮含量（mg/L）；SP表示水质中总磷的含量（mg/L）。
（2）植被净初级生产力。植被净初级生产力[17]是指植物在单位时间单位面积上由光合作用产生的有机物质总量中扣除自养呼吸后的剩余部分，是生态系统中其他生物生存的物质基础。计算方法如下：
式中，Ca表示表层水中叶绿素a的含量；Q表示同化系数；E表示真光层深度（m），采用透明度的3倍；D表示白昼时间（h）。
（4）海岸带生态系统服务价值。海岸带生态系统服务价值是指人类从海岸带生态系统获得的所有惠益，包括供给服务价值、调节服务价值、文化服务价值、支持服务价值。计算方法是将各子系统每个服务的单位公顷价值乘以各子系统面积，最后相加得到海岸带生态系统的供给、调节、文化和支持服务价值[21]，并转化为人民币计算[22]。
3.1.2 指标标准化与熵权法
因综合承载力评价指标体系中涉及环境、自然、社会、经济等指标，它们在数量、单位量纲上存在较大差异，需要对数据进行标准化处理，以消除原始数据的量纲影响。本文按指标的不同性质，分为正向指标和负向指标，分别采用如下方法：
本文选用较为客观的熵权法确定指标权重以消除主观影响。该方法的原理是信息是系统有序程度的度量，熵是系统无序程度的一个度量，如果评价指标的信息熵越小，那么它提供的信息量就越大，即在综合评估中的作用就越大，权重越大，反之，权重就越小。其计算过程如下：
3.1.3 状态空间法
本文采用状态空间法计算东营市海岸带区域综合承载力。状态空间是欧氏几何空间用于定量描述系统状态的一种有效方法，能够从综合、宏观的角度定量化地描述区域系统的现实承载状况[23]，其实现的原理即比较可持续状态下的综合承载力与实际综合承载力的大小，选取n项评价指标，根据研究区域资源环境及社会经济发展状况，同时结合区域可持续原则，确定至少（对效益型指标）或至多（对成本型指标）应取的值为研究区的时段理想值RCCj，将n个指标的现实值记为RCSj，首先构造向量，RCS*j=RCSj（opr）RCCj（12）
式中，（opr）代表某种运算符、运算方法或过程，其作用在于使RCS*j的值在取>1、=1、1、=1、
然后，计算n维状态空间中点RCS*j到坐标原点的加权距离M，式中，M值的大小即定量地代表区域实际综合承载力。同时，经过式（12）转换后，代表可持续发展（理想）状态下的综合承载力状态向量RCC*j已成为单位向量，通过加权处理， 区域可持续发展状态下的综合承载力为：
通过比较M与RCC值大小，即可对区域实际综合承载状况作出判断（M>RCC表示超载，M=RCC表示满载，M
由此可知，状态空间法最重要的是确定时段理想值。因此，为更接近研究区实际情况，本文采用研究区阶段时间内各指标最大值（对效益型指标）、最小值（对成本型指标）作为时段理想值。
在与相邻区域比较时，由于资料获取的限制，本文富营养化指数、海洋初级生产力的计算采用10月份采样数据代表（这些数据标准化之后仍具有对比性），其他时段理想值的选取仍采用3市中2013年各指标最大值（对效益型指标）、最小值（对成本型指标）作为时段理想值，GDP年增速选取平均值（10.53%）作为时段理想值。
在利用各指标预测值预测其综合承载力时，参考东营市“十二五”规划并结合东营市实际状况，各指标的时段理想值仍然选取研究区阶段时间内各指标最大值（对效益型指标）、最小值（对成本型指标）作为时段理想值，GDP年增速选取9.5%，港口吞吐量采用规划数值7 600万t作为时段理想值，恩格尔系数选为30%，环保投资占GDP比例采用0.2%，生态系统服务价值根据《黄河三角洲高效生态经济区（东营市）土地利用总体规划（2011―2020年）》中2020年土地利用情况（耕地、林地、草地面积），湿地、河流和湖泊、近海面积采用2014年数据计算得到。
3.1.4 指标的预测与检验方法
（1）预测参数的选取。预测时间跨度为2010―2020年，以2010年为基准年，常数参数的确定主要采用2010―2014年统计数据做算术平均来确定，如人口出生率取2010―2014年平均值9.556‰，人口死亡率取4.866‰。结合相关研究成果[24]，东营市人口迁入量是增加的，本文净迁入率取3‰，GDP增长率取2010-2015年平均值11.88%，按照东营市“十一五”、“十二五”规划、2016―2020年“十三五”都取9.5%，2010―2020年农村人均用水量为70 L /d，71 L /d……，80 L /d，城镇人均用水量2010年为170 L /d，2011―2015年为180 L /d，2016―2019年185 L /d，2020年为190 L /d（参考值来自东营市水利志），生活污水排污系数取0.9。
（2）主要指标的计算方法及检验。
灰色预测法预测的基础是基于累加生成数列的GM（1，1）模型，且至少小概率误差p>0.80，均方差比c
一元线性回归预测法即当一个自变量与一个因变量组成的数据散点图呈现出直线趋势时，采用最小二乘法，找出一条到各点的距离最短的直线，并对其进行方差分析，计算误差平方和（剩余平方和）和回归平方和，回归平方和越大，剩余平方和越小，回归模型的效果越好。运用经验公式法和一元线性回归预测法预测的渔业资源和工业总产值的计算方程见表2。
本文采用上述参数及公式计算，得出主要指标的预测值与实际值之间的误差，除了2011年工业废水排放量的误差较大外（其原因可能是2011年东营市存在工业总产值与工业废水排放量不相符的情况，也就是工业废水排放量大，但是相应的工业产值却很低的现象），其余指标误差都在10%以下。参数选用基本合理，可以进行预测。
3.2 数据来源
关于东营市海岸带区域综合承载力的评估指标涉及到其社会、经济指标数据、海水水质及生态数据、海岸带湿地数据、海洋水深等多方面数据。为了保证数据统计标准的一致性，东营市海岸带区域的自然资源（土地资源、湿地、水资源、气候）数据、社会经济数据来源于《山东统计年鉴》（2011―2014）、《东营统计年鉴》（2011―2014）、《东营年鉴》（2011―2015）等；浅海生态和水环境数据来源于2013、2014年10月期间的监测数据；东营市各县区海岸带湿地数据由2014年10月24日的OLI遥感影像解译得到并通过检验；海洋水深ETOPO1数据来源于http：//ngdc.noaa.gov。
4 结果与分析
4.1 东营市海岸带区域综合承载力评估结果与分析
通过比较各指标权重（见表1），可以看出东营市海岸带区域综合承载力呈现如下特点：
（1）吸引外资优势明显。东营市外资投入占GDP比例的权重最大（0.086 87），表明东营市作为资源型沿海城市，能够吸引更多的外资，拉动该区域经济增长。
（2）港口发展优势明显。港口吞吐量权重较大（0.059 13），表明东营港作为山东省地区性重要港口，对东营市发展临港产业、带动区域发展和海洋资源开发与利用具有重要作用。
（3）海岸带生态系统服务功能较大。海岸带生态系统各子系统（包括耕地、林地、牧草地、湿地、河流和湖泊、近海）的生态服务价值对综合承载力贡献较大，其供给服务价值>调节服务价值>支持服务价值>文化服务价值，也就是说海岸带各生态子系统所提供的水、食物、原材料供给以及气体调节、气候调节、干扰调节、水分调节、侵蚀控制、废物处理、授粉、生态控制等服务价值较大，而对于其带来的娱乐休闲、文化服务价值以及土壤形成、养分循环和栖息地庇护的服务价值相对较小。
（4）社会公共服务投入不均衡、不稳定。社会公共服务体系中的环保投入比例、科研投入比例权重较高，分别为0.051 14、0.049 97，相比之下百人病床数、公路通车里程的权重不高，都在0.047以下。同时，2010―2014年东营市环保投入比例和科研投入比例表现出波动状态，因此，东营市海岸带卫生和交通条件仍需要改善。环保投入比例和科研投入比例不稳定，可以说在一定程度上东营市海岸带社会公共投入不均衡、不稳定。
东营市海岸带区域综合承载力RCC值为0.217，2010―2014年海岸带区域综合承载力实际值M如表3所示。因此，根据海岸带区域综合承载力的实际值M与RCC值的关系，可以看出2010―2014年东营市海岸带区域综合承载力都处于超载状态。但从变化趋势来看，其综合承载力是逐渐向可持续发展状态发展的。
4.2 东营市各县区海岸带区域综合承载力评估结果与分析
由东营市各县区海岸带区域综合承载力评估指标的权重（见表4）可知，东营市各县区自然、社会、经济发展水平差异较大，市辖区社会经济指标优于各县。
以权重较大的指标为例，东营市各县区人均土地面积差异明显，其中河口区土地面积最大（38%），东营区面积最小（5%）。就植被净初级生产力和海洋初级生产力而言，东营市各县区植被类型多样，且受人类活动影响的程度不同。同时，在河口区和垦利县还有黄河三角洲国家级自然保护区，对于其近海区域，由于黄河从垦利县入海，加上处于保护区范围内，受人类活动影响较小，海洋环境较好；但是广饶县和东营区附近处于莱州湾沿岸，富营养化程度较高[25]，因此，植被净初级生产力和海洋初级生产力也表现出明显的区域差异（见图1）。就百人病床数而言，东营区百人病床数和常住人口最多，比利津县（最少）每百人病床数多59.1张，比河口区（最少）常住人口多55.36万人，区域差异明显，外资投入和科研投入比例也是市辖区大于各县区投入比例（见图2）。
东营市各县区海岸带区域综合承载力RCC值为0.221，各县区海岸带区域综合承载力的实际值M见表5。由表5可知，东营市海岸带各县区综合承载力差异较大。总体而言，广饶县海岸带区域综合承载力超载最明显，垦利县次之，其次为东营区和利津县，河口区海岸带区域综合承载力超载量最小。因此，有必要提高广饶县、垦利县、利津县的社会经济投入，减少区域内部差异。
4.3 东营市海岸带与相邻区域的综合承载力比较结果与分析
通过计算得出东营市、潍坊市、滨州市海岸带区域综合承载力计算结果，如图3所示。可以看出，2013年3市都处于超载状态，其中，|营市海岸带是最接近RCC值的，滨州市海岸带次之，而潍坊市海岸带处于严重超载状态。因此就区域综合承载力而言，东营市海岸带具有明显优势。
通过RCS*j值（见表6）可以看出东营市主要优势体现在环境、资源、生态方面，其中代表环境压力的指标如工业废水排放量、万元GDP能耗、富营养化指数都是3市中最小的；而东营市人均海域面积、人均土地面积和人均水资源量是3市中最多的，因此东营市人口对当地资源、环境压力小。生态方面，2013年东营市海岸带生态系统供给服务价值、调节服务价值、文化服务价值和支持服务价值明显好于另外2市，这与东营市各生态系统面积有关。2013年东营市湿地面积、河湖面积和近海域面积都是3市中最多的，其中湿地面积比潍坊市多约35 000 hm2，比滨州市多约375 000 hm2；河流和湖泊面积比潍坊市多约100 hm2，比滨州市多约9 400 hm2；近海面积比潍坊市多约3 000 km2。比滨州市多约2 800 km2。因此保持东营市海岸带区域生态系统服务价值的优势，需要保持东营市各类湿地面积，防止其不断减少。
同时，也可以看出，东营市在社会支持方面是相对欠缺的，例如东营市居民生活恩格尔系数、科研支出占GDP比例、环保投资占GDP比例 、外资投入占GDP比例、百人病床数和公路通车里程都是偏离时段理想值的。尤其是百人病床数、外资投入比例、公路通车里程、科研支出比例、环保支出比例的RCS*j值为4.182、3.080、2.904、2.243、1.854，是3市中RCS*j值最高的，因此，东营市需要加强社会支撑方面的投入。
4.4 东营市海岸带综合承载力预测结果与分析
东营市海岸带综合承载力预测结果见图4。由图4可知，东营市海岸带区域综合承载力是逐步趋于可持续状态下的综合承载力（RCC值）的。但是2011年东营市海岸带区域综合承载力超载最明显，与该年环境指标（工业废水排放量、万元GDP能耗）和社会投入指标（科研支出比例与外资投入占GDP比重）RCS*j最大有关。因此，未来东营市海岸带在执行“十三五”规划的同时还需注重环境治理与保护，增加社会投入以提高区域综合承载力。
5 结 论
本文通过运用状态空间法对东营市海岸带区域综合承载力进行评估，主要结论有：
（1）2010―2014年东营市海岸带区域综合承载力均处于超载状态，而且逐渐趋于可持续发展状态。2010年东营市处于高等超载水平，2014年东营市处于低等超载水平。其中东营市在吸引外资、港口发展、海岸带生态系统服务价值、浅海海域水环境方面具有明显优势，但社会公共服务投入不平衡、不稳定。
（2）2014年东营市各县区海岸带区域综合承载力均处于超载状态，与其可持续发展状态下的综合承载力差距较大。广饶县和垦利县处于高等超载水平，河口区处于低等超载水平，利津县和东营区处于中等超载水平。同时各县区自然、社会、经济发展水平差异较大，市辖区社会经济指标优于各县区。因此有必要提高广饶县、垦利县、利津县的社会经济投入，减少区域内部差异。
（3）从2013年东营市与潍坊市、滨州市综合承载力评估比较结果来看，东营具有生态、环境、资源优势，但在社会支撑等方面明显不足。因此东营市需在发展生态旅游业，增加政府收入的同时，提高社会公共服务投入，增强社会支撑。
（4）2010―2020年东营市海岸带区域综合承载力逐步趋于可持续状态，但是2011年东营市海岸带区域综合承载力超载最明显，与该年环境指标和社会投入指标RCS*j值最大有关。因此未来东营市海岸带在执行“十三五”规划的同时还需注重环境治理与保护，增加社会投入以提高区域综合承载力。
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