水环境治理综述范文
时间：2023-12-13 17:09:42
导语：如何才能写好一篇水环境治理综述，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公文云整理的十篇范文，供你借鉴。
篇1
关键词：通惠河；溢流污水；污水调蓄；水环境
一、通惠河水环境综合治理的背景和意义
通惠河是北京市一条重要的行洪排水河道，西起东便门，经朝阳区至通州区入北运河，全长20.1km，总流域面积258km2。通惠河水系主要支流有28条，上游有南旱河、永引渠及京密引水渠等，中心城区有南护城河、北护城河、长河等,下游有二道沟、青年路沟。通惠河于1994—1995年进行了治理，治理标准为20年一遇洪水设计，校核标准高碑店闸以上为100年一遇，高碑店闸以下为50年一遇。通惠河干流上依次建有东便门橡胶坝、大北窑橡胶坝、高碑店闸、普济闸、通惠闸等建筑物。通惠河沿线建有污水干管，污水进入截污管线后至污水处理厂。根据规划，流域随着中心城建设发展，洪峰流量将比原治理规划有较大增长，根据《北京城区河湖洪水调度方案》，为减轻城区防洪排水压力，采取“西蓄东排，南北分洪”措施来保证城区防洪安全，采取分段滞蓄方式，以控泄干流及入河口流量原治理规划不增加。现状通惠河防洪满足要求。目前通惠河主要问题：①上游二环内中心城区存在大量的雨污合流管线，截流管管径偏小，汛期溢流污染河道，而老城区合流管道实现雨污分流非常困难；②通惠河治理于20世纪90年代，河道断面采用大量外露的硬化材料，植被少，自净能力差，河道生态景观有待提升；③缺水严重，水体流动性差，水华时有发生。通过对通惠河流域现状分析，利用现有排水系统、现有河道自净都不能有效改善水环境。提出工程设想：通过建设污水调蓄管道、调蓄池减少污水入河；寻找周边公园、绿地减少入河径流，充分利用水资源；遵循自然，建设生态河道，为有效地改善城市河道水环境做示范。
二、治污措施
1.通惠河流域排水系统情况通惠河流域二环内老城区存在大量的雨污合流管线，根据2013年北京市水务普查数据，二环路内合流管长559.56km，占二环内管线总长55.14%。合流制管线的问题：①截流管管径偏小，排水能力偏低，雨季雨污合流水除部分被截流至污水处理厂以外，其余均直接溢流排入河道，造成河道污染。污染通常表现为“短时、集中的冲击负荷”。②合流污水对下游污水处理厂的运行产生冲击负荷，没有调蓄功能作为防冲击负荷的措施，影响污水处理厂的正常运行。③建设年代较早，设计标准偏低，汛期排水能力不足，部分地区在汛期易发生内涝积水。2.减少污水入河措施通惠河沿线已建截污管线，基本不存在污水直排污染，污水来源主要是汛期雨污合流管溢流对河道水体造成污染。受工程用地、道路、建筑物、地下管线和历史文化保护要求多方面因素的制约,对通惠河上游旧城区许多次干、支干管线和胡同的“合改分”工作实施难度很大。结合国内外经验，需因地制宜采取综合措施来治污，提出通过建设污水调蓄隧道、调蓄池对超过截流倍数的雨水进行收集，待降雨过后再将调蓄池收集的溢流雨污水排入市政污水管线，进入污水处理厂进行处理达标排放，控制合流制溢流对河道的污染，同时提高区域排涝能力和兼顾水资源的有效利用。隧道调蓄方案的主要优点是适用于土地资源紧缺、对控制溢流污染要求高的地区，缺点是工程直接费用比较大、运行费用较一般调蓄池大，但是考虑征地费用减少后，两者的总造价(单价)相差不大。具体措施包括：在前三门暗沟下建设前三门深隧调蓄管道；河道内建设旁侧滞蓄廊道。（1）前三门深隧调蓄在合流管流域面积大、水体污染表征明显、有景观要求、建设条件较好的北护城河、前三门（崇文门、前门、宣武门）、南护城河等3个流域建设调蓄管道，不仅可解决合流管污染问题，并可同步提高区域排水能力。先期建设前三门深隧。在充分利用现有排水系统输送能力基础上，初拟在前三门暗沟下新建污水深隧直径6m、埋深30m，将溢流合流污水截流，临时存储，雨后通过新建泵站提升至污水干管再送到污水处理厂，处理后排入河道或回用。汇流区域：前三门盖板河，长7.3km，汇流面积共14.66km2，调蓄量16万m3，相当于区域降雨量15mm。（2）旁侧截污廊道及调蓄池在通惠河沿线新建污水截流廊道，将上游合流流域面积较小或没有水面景观区域及河道沿线超过截流倍数的雨水进行收集至旁侧截污廊道，送至新建调蓄池，经污水处理厂处理后排入河道或回用。截污廊道流程框图见图1。①汇流区域：西盖板河、东盖板河、筒子河、东南护城河排水系统及通惠河沿线，汇流面积共41.9km2。②截流水量：截流倍数取3，旱季污水量为6.5m3/s（估算），汛期截流水量26m3/s。③调蓄池容积：新建调蓄池不小于20万m3（截流倍数取3，进水时间2.5小时，安全系数1.5）。初定旁侧截污廊道宽4m、高3.5m，不占用河道行洪断面。初步选定在高碑店湖及西会公园处建地下蓄污池。将西盖板河、东盖板河、筒子河、东南护城河排水系统及通惠河沿线溢流污水通过旁侧截污廊道送至地下蓄污池滞蓄，蓄污容积20万m3。
三、雨水滞蓄
通过挖掘河道自身调蓄能力及寻找周边低洼绿地、公园、新的建设区实现雨水滞蓄，可以减轻流域防洪排涝压力，减少入河径流量，提高雨洪利用率。1.高碑店湖综合调蓄池随着北京第一热电厂迁走，高碑店湖不再有维持电厂循环水位的任务要求。选定高碑店湖作为调蓄池，滞蓄污水同时，还可以滞蓄雨水。高碑店湖占地约8万km2。高碑店湖日常降水位1.0m运行，并建设地下蓄洪池，湖区滞蓄雨水量增10万m3，增加河道的调蓄能力。2.西会湿地公园利用通惠河周边西会公园，建设西会湿地公园，占地面积约25hm2，建设潜流湿地、下沉蓄水坑塘，潜流湿地下建设蓄污池，蓄水约20万m3，蓄水坑塘与河道连通，蓄滞雨水，调蓄雨水量约10万m3。
四、水质改善
1.小水景观现状通惠河通过闸坝维持着水面，河道的流动性差，夏季易发生水华、水体黑臭等现象。基于严重缺水的现实，提出开闸、塌坝、降水位运行，形成流动的湿地型水系、干净的“小水景观”，而不是宽阔的脏水水面，由此降低成本，节约水源。2.水体循环利用两大循环体系，一是通惠河起点~原一热取水口水体循环，为2008年修建，设计水量4万m3/d；二是通惠河~二道沟水体循环，利用原一热大循环，设计水量13万m3/d，让水流动起来、循环起来，改善水质。水体循环总平面示意图，见图2。
五、生态建设
通惠河治理于20世纪90年代，河道断面采用大量外露的硬化材料，植被少，自净能力差。通惠河治理中，模拟天然河道，河道平面维持原河道自然走向，根据两岸建设区情况，宜宽则宽，宜弯则弯，创造不同的生境。断面设计采用复式梯田式断面，设置子槽、浅水湾，人为营造深潭和浅滩，利于不同水深的生物生长。选用适宜动植物生长的各种透水型护坡材料，通透的护坡材料不仅满足水、土、气的三相交换，还起到净化水质作用。六、结论（1）雨季溢流污染普遍存在，对城市河道水质影响很大，解决溢流污染问题不能依赖“合改分”的方法,而是结合城市的发展,因地制宜地指定改造方案，采取建设截流设施、调蓄池、升级改造管网、提高污水厂处理能力等措施，不断完善城市排水系统，加强雨水资源的合理利用与管理、雨水径流及合流制管道溢流污染控制。（2）河道生态环境的改善、修复建立在尊重自然基础上，建立在人水和谐基础上。通过建设生态的、流动的、能呼吸的河流，还原河流健康的生命。
参考文献：
[1]王金如.北京的水问题及防治策略[R].北京市水利规划设计研究院，2006.
篇2
【关键词】水养殖池塘 微生物生态环境 调控 研究 综述
池塘养殖是当前世界上最大的淡水水产养殖方式，对于世界水产养殖来说至关重要。然而集约化的池塘养殖在提升养殖产量的基础上，也带来了比较多的经济效益。在另一方面，随着集约化的水产养殖程度不断加深，水产养殖业本身也存在着较大的风险，对生态环境的影响比较严重。因此，在下文中进行养殖池塘微生态环境的调控势在必行。
一、水养殖池塘微生物生态环境现状
（一）水环境中的营养过剩
在集约化的水体养殖中，水产品产量的提升的基础上，也会引发水中微生物环境的变化。对水养殖池塘微生物环境分析环节中，需要分析池塘微生物对象，主要有浮游生物体群体、细菌群落、以及与之水中微生物相关的非生物环境。在进行水养殖环节中，对于养殖物所需要的营养成分投入量增加。为了提升水产品产量，参与水养殖池塘的工作人员不能把握好营养成分的含量，投入过多的营养物质，导致水环境的营养应激、有毒等物质产生。此外还有很多残饵粪便产生，对水环境产生了严重的影响。过剩的营养物质消耗了水中的溶解氧，对养殖的生物产生了消极的影响。
（二）水环境中的病害问题
水环境中的病害问题严重的困扰着水养殖池塘发展，病害问题的出现，将会诱发水产品质量安全。当这些水产品流入到消费者手中时，将会严重的影响到消费者的人身健康。而诱发水环境病害的原因有很多，例如，池塘的频繁换水将会导致水产养殖面源污染负荷增加。在不能改变水产养殖技术的基础上，需要对水环境中的病害进行处理。
二、水养殖池塘微生物环境调控策略
（一）对非生物环境进行调控
养殖池塘的非生物环境是指，浮游动植物、细菌群落、养殖生物所在的水体环境。这些水体环境质量完全的决定着浮游动植物、以及水产养殖生物本身的生长。由此可见，对于非生物环境进行调控是微生物生态调控的核心内容。对微生物环境进行调控，需要分析所需要调控的对象，有水体溶解氧、氨氮、亚硝酸盐氮、硫化氢等物质。对于这些物质进行环境调控，能够使得微生物水体环境能够达到一个满足水体生产力的水平。同时还能够使得微生态环境有利于加速物质循环的细菌群落位于环境中的主置，并且该微生物环境不是原菌生长。
在对于溶解氧环境调控中，最为常见的调控措施就是在养殖环节中，加入或者是增加无机肥，开增氧机。一般来说，在水环境中开增氧机，其效果虽然明显，但是却不能长期使用，其实际上是一种应急措施。水体中的大部分溶解氧都来自于浮游植物光合作用，那么在这样的基础上就可以直接对于浮游植物进行调控，对水体中的氨氮、亚硝酸盐氮、硫化氢等有害物质进行间接地调控。
随着科技不断发展，一种生物絮团技术应运而生，该种技术能够向水体中添加有机碳，提高水环境中的碳氮比，加大对于水体中的氨氮综合利用率。
（二）对浮游植物进行环境调控
对于浮游植物进行环境调控，在水产养殖的不同阶段采取不同的措施。在水产养殖的前期，需要对于新塘进行施肥，可以进行无机肥、有机肥的施加，施肥阶段能够有效地提升水环境的鱼产力。而养殖的中期，鱼类进入了快速生长期，这时需要向水环境中大量的投入饵料。池塘中的饵料增加，以及鱼的粪便增加，比较容易的出现水体富营养化，严重的情况下出现蓝藻疯长，出现水华。此时水体中的氮磷含量急剧增加，需要对于该阶段进行环境调控，在实际调控中，需要注意水华之后蓝藻衰亡，导致了水中溶解氧发生翻塘现象，释放出羟胺，以及相关的藻毒素。正对这样的问题，进行调控时可以进行清塘、加强换水以及使用硫素钠同等化学药剂。然后这些药剂在水环境中能够杀死藻毒素，但是却也存在着明显的弊端。在面积比较大的池塘中，蓝藻水华面积也比较大，在杀死蓝藻毒素的环节中，将会进行大量的药物投入，增加了污染物的排放，不利于解决池塘养殖所面临的问题。
（三）对细菌群落进行调控
在对池塘进行精养环节中，池塘的氮循环受到比较严重的影响，大量的营养输入对现有的细菌群落产生干扰。一些致病菌的存在，与养殖生物直接接触之后，造成了细菌性疫病的发生。因此在实际的水环境调控环节中，需要对池塘细菌群落进行科学的调控。常见的细菌群落调控方法主要有：加速有害物质的内部转化、提升细菌的代谢强度等。
综上所述，在集约化的水体养殖中，水产品产量的提升的基础上，也会引发水中微生物环境的变化。同时，水环境中的病害问题严重的困扰着水养殖池塘发展，病害问题的出现，将会诱发水产品质量安全。对于非生物环境进行调控是微生物生态调控的核心内容。对微生物环境进行调控，需要分析所需要调控的对象。对于浮游植物进行环境调控，在水产养殖的不同阶段采取不同的措施。
参考文献：
[1]刘兴国.池塘养殖污染与生态工程化调控技术研究[D].南京农业大学，2011.
[2]何义进.微生态制剂降解养殖水体氨氮及亚硝酸盐的研究[D].南京农业大学，2007.
篇3
[关键词]藻类 叶绿素a 分光光度法 高效液相色谱法
中图分类号：X8302 文献标识码：X 文章编号：1009914X（2013）34028001
藻类是水环境中的初级生产者，对维持水环境的生态平衡起着举足轻重的作用。首先，他们通过光合作用为水中生物提供氧气；其次，他们可分解水生生物的代谢产物及水环境中的有机物质，而成为水环境中的清洁工；另外，由于许多藻可以固氮或含有丰富的营养，可作为水生生物的优良饵料。
随着人类生产、生活活动的增加，湖泊富营养化已成为世界范围内普遍存在的环境问题，从20世纪30年代首次发现富营养化现象到现在，全球已有30%-40%[1]的湖泊和水库受到不同程度富营养化的影响。由于研究起步较晚且我国湖泊环境非常脆弱，湖泊的营养物质来源广，背景浓度高，加速了富营养化进程，一部分湖泊污染严重，并不时爆发水华现象。湖泊富营养化的治理成为当前环境治理的一个热点和难点问题。
本文主要介绍了镜检计数法、应急检测法和叶绿素a法。其中叶绿素法较为常用，叶绿素测定法又分分光光度法、荧光法和高效液相色谱法。
1 直接镜检法――计数法
该方法利用血球计数板在显微镜下直接计数，是一种常用的微生物计数法，可直接检测原水中藻类的数量。检测结果比较准确，可通过主观数据反映水体受藻类污染实际状况。但所需水样的采集和运输工作量大；固定液对藻样进行固定沉降时不仅耗时较长，其本身的氧化性会破坏细胞间的胶质导致在细胞分散开来，给计数工作带来极大困难和误差，短时间内无法完成多个水样的定量检测，导致分析结果滞后于生产和研究。
2.藻类的两种应急检测
由于镜检计数不能及时反映水体富营养化程度，因此董晓晨等[2]在2010年提出了两种藻类应急检测法，利用2h固定沉降法和多参数水质分析仪来测定水体藻类的总量。
2h固定沉降法是建立在利用经典方法采集水样的基础上，取水样100mL于试剂瓶，使之分别静置0.5h、1h、2h、3h、4h、6h、8h后用虹吸法吸取上清液使水样剩余至30mL左右，将剩余水样浓缩转移至50mL棕色容量瓶，并用洗涤100mL试剂瓶的洗涤液将其定容至50mL标线，镜检计数。表1为董晓晨等连续7天对同一水样用镜检法与该方法的计数结果。
多参数水质分析仪是一种便携式水质测定仪，借助不同的光学传感器，直接进入水体进行原位测量，通过萃取确定海洋藻和叶绿素a的值，并含有铜绿微囊藻培养的估计值和蓝绿藻的藻红蛋白培养的估计值，为测试提供了可靠的数据。
由表1可以看出，2h固定沉降法测定结果虽不如镜检法准确，但测定结果当天即可报出，能快速反映水体中藻类发展趋势，并对水质变化做出预警，有极高的实际应用价值。在需要翔实数据和时间效率的情况下，2h固定沉降法好于多参数水质分析仪测定，在野外和实地检测，多参数水质分析仪更为实用。
3.叶绿素a测定法
浮游藻类中叶绿素是衡量水体富营养化程度的重要指标，准确测定叶绿素a的含量，是合理评价水体富营养化现状以及科学预测它的发展基础。常见的测定方法有分光光度法、荧光法和高效液相色谱法等。
3.1分光光度法
传统分光光度法通过研磨提取叶绿素a，操作过程易造成光降解，研磨、洗涤转移过程损失大，操作复杂不利于人身的安全。2012年黄莹波通过改进旧方法，使用反复冻融――浸提法[3]替代传统方法提高了效率和准确度，简化操作步骤，使操作更加安全。该方法相对于传统方法改进了藻类细胞壁破碎及叶绿素a的提取过程，将载有藻类细胞的滤膜在-20℃环境下避光冰冻，造成细胞内形成冰粒，引起细胞质体变形致使细胞壁破裂；然后置于室温条件下避光解冻，使叶绿素等内含物溶出。与传统的研磨提取法相比，反复冻融――浸提法所测得到叶绿素a浓度水平较研磨法提取效率高出18-59%，得到了较好的结果。
由于国内生产的醋酸纤维微孔滤膜在丙酮中完全溶解，对分光光度计吸收值测定有影响，进而影响了叶绿素a质量浓度的测定结果，因此张红[4]等提出用乙醇―超声波法测定叶绿素a，该方法先利用冷处理破碎细胞，经热乙醇萃取后再利用超声波进一步粉碎细胞处理，叶绿素a的萃取较完全，且在国际上已被普遍应用。
3.2直接荧光法
荧光法操作简便、灵敏度高，且检测限低，在藻类生长初期能较为准确地检测出水体中叶绿素a，满足在线测量的要求。
2011年相青青[5]等人利用藻类叶绿素a具有较强的荧光特性，在激发波长418nm和发射波长680nm的条件下，发现叶绿素a在0.28～88μg/L范围内与其荧光强度之间具有良好的线性关系，进而建立了直接荧光分光光度法测定水体中叶绿素a的新方法。以绿藻为例，建立了水样中绿藻所含叶绿素a荧光强度与绿藻生物量之间的相关关系，实时快速测定了水样中藻类生物量，为藻类爆发的预警工作提供科学依据。
3.3高效液相色谱法
高效液相色谱是一种广泛应用于化学、化工、医药、生命科学等领域的分析手段，与荧光分析法相比，具有快速，准确的特点。
结语
通过几种方法对比发现，直接镜检计数法操作繁琐费时，检测结果滞后于生产研究，而两种快速测定法和荧光分析法则更能实时反映水质状况，适宜在线监测行业；分光光度法则更适于实验室分析，高效液相色谱法精密度和准确度较高，但所使用的设备昂贵，不能够被广泛应用，更适宜科研行业的分析领域。
参考文献
[1]杨金华，丁滢滢.聊城东昌湖富营养化特点及控制对策研究[J].城市建设与研究，2012（14）.
篇4
关键词: 氮磷污染； 富营养化；生物多样性；
中图分类号：G633文献标识码： A
引言：随着工农业生产的快速发展,人口的急剧增加和化学肥料使用量的增加及生活污水的直接排放, 河流、湖泊等地表水体的氮磷污染有加重趋势。据水利部最新的全国淡水资源质量评价，我国131个大型湖泊中达富营养化程的湖泊67个。有关部门近年对100余座水库的水质评价表明，13座水库为富营养性。主要河湖富营养化严重, 而氮磷是引起水体富营养化的主要营养盐。富营养化进一步导致水体生物多样性的丧失。生物多样性不仅直接关系到水体生态环境的稳定性和可持续性，更能直接或间接地影响生态系统的生产力。本论文综述了氮磷污染对水生植物的各种影响来分析恢复氮磷污染的影响。
1氮磷污染来源
水体中的氮磷来源很多，其中有外源性负荷和内源性负荷。外源性的氮磷有面源污染和点源污染。面源污染主要来源于农业，点源污染主要来源于生活污水和工业废水。内源性负荷有沉积物中氮和磷的释放、水生动植物新陈代谢分解。
近年来，我国农村施肥结构不合理，农田施肥中化学肥料使用量剧增，从而导致土壤物理性状的恶化、土块板结和土壤通透性降低、地表径流加大、大量养分流失，造成水体富营养；生活污水经过污水处理厂的一级、二级处理后，仍含有大量无机营养物氮磷，这些物质排放到自然水体可以直接被藻类利用。
工业废水中过去人们一直认为工业点源是造成水污染的主要原因,重点治理工业点源污染。但治理实践表明,单纯控制点源污染,仍然不能消除水体污染,因为除了点源外,大量的非点源污染物分散地不间断地进入水体。调查显示,农业所产生的污染已经远远超过城市点源产生的污染量。其中主要是农业生产过程中化肥、农药的不当使用导致的污染，禽畜养殖业的过度发展导致的污染，水土流失与土壤侵蚀导致的污染，农业生产和农村生活垃圾导致的污染。
2氮磷污染标准
水体污染中最严重的是氮磷污染。我国大淡水湖泊和城市湖泊均为中度污染。通常用总磷浓度0.02mg/L的标准来衡量水体是否具有富营养化水平的磷污染状况，而发生富营养化的总氮临界值为0.2mg/L，因此这里可以用地表水的氨氮、总磷标准来衡量水体是否发生氮磷污染。
3氮磷污染与富营养化
富营养化最主要原因是水体中氮、磷等营养物质过量, 使有机物产生的速度远远超过消耗速度,水体中有机物积蓄,破坏水生生态平衡。处于富营养化的水体会造成如下危害：1、使水味变得腥臭难闻，2、消耗水体中的溶解氧，浮游植物、藻类鱼类大量死亡。3、降低水体的透明度，严重影响了水体的美学及观赏价值，大量藻类浮在水体表面，不断腐化形成一层绿色浮渣，使水质变得浑浊，透明度明显降低。4、向水体释放有毒物质。5、破坏了水体生态平衡，生物种群量会出现剧烈波动，某些生物种类明显减少，而另一些生物种类显著增加，水体的正常生态平衡被扰乱。
4污染防治对策
对水体富营养化的防治，物理化学方法尽管短期效果好、迅速有效，但往往治标不治本且费用高易对环境产生二次污染。生物生态法中的水生植物净化技术是一种行之有效的方法。
水生植被是一个广泛分布于江河湖泊等各种水体中的植物类群，包括大型
藻类如轮藻等和水生维管植物。我们常说的水生植物通常具有四种生活类型，挺水植物、漂浮植物、浮叶植物和沉水植物。
沉水植物在水体生态修复中具有重要作用，其对藻类化感抑制作用的研究已有较多的报道。化感作用是轮藻丛生的水域中浮游植物量少的主要原因。蓖齿眼子菜对栅藻和微囊藻也有一定的化感作用。金鱼藻抑制浮游植物生长。狐尾藻可释放出抑制微囊藻生长的化感物质。沉水植物对水质的改良作用是通过吸附水体中生物性和非生物性悬浮物质,提高水体透明度,改善水下光照条件,增加水体溶解氧,以及吸收固定水体和底泥中N、P等营养素实现的。沉水植物的茎、叶都具有很强的吸收功能,能明显地去除水体中N、P等营养物质。童昌华等研究发现金鱼藻、狐尾藻、微齿（禾叶）眼子菜、马来眼子菜、凤眼莲、苦草对水中总氮、总磷和硝态氮有较好的除效果，而以狐尾藻和微齿眼子菜两种效果最好。沉水植物能够从底质沉积物中补充不足的营养， 在水生植物群落中占据营养竞争优势。沉水植物能以机械化方式收割沉水植物转移氮、磷营养盐，是水体富营养化适度控制的一项实用技术。
大型飘浮水生植物在光照竞争中占绝对优势,生长力很高，能够高效吸收水体中的营养物质。漂浮植物容易打捞,但繁殖能力很强。大型飘浮水生植物还会分泌一些抑藻物质,抑制浮游植物的生长。特别是一些生长快速的漂浮植物如凤眼莲、浮萍等被广泛用于治理污水或者被选用于治理富营养化水体,降低水体氮磷水平,提高水体透明度,从而逐步恢复沉水植物及整个生态环境。凤眼莲是公认的去除氮磷效果最佳的植物,它能够在很短的时间里占领整个水域,将其它植物种类排挤掉成为优势种,使整个水生生态系统的物种多样性大大降低,但同时阻隔水体与外界的阳光、空气交换,降低水体中溶解氧,不利于生态系统的健康发展。如果应用其进行水体的生态修复,必须严格注意控制其过度繁殖。
浮叶植物叶漂浮水面或挺出水面, 在与浮游生物在光照、营养竞争中具有优势。睡莲形态优美, 可用于公园水体修复。菱群落优势明显, 经济价值高, 具有很好的应用前景。挺水植物菖蒲和狭叶香蒲对水质有较好的适应性不但能消除水体氮磷污染还能起到美化环境的效果。藻类增殖迅速, 初级生产力极高, 对氮磷等营养成分的吸收富集量大。因此,用藻类处理污水在水质的改善中得到越来越广泛的应用。水网藻对氮磷有较强的富集吸收能力。在一发定程度上能抑制微藻的过度生长, 防止微藻水华的发生。
合理搭配物种，根据环境条件和植物群落的特征定比例在时间分布和空间分布方面进行安排, 使整个生态系统高效运转, 最终形成稳定可持续利用的生态系统。利用水生植物及周围生物组成的人工复合生态系统的群体效应, 充分发挥水生植物对光、营养、空间等资源的竞争优势利用飘浮植物、挺水植物作为先锋物种, 抑制藻类生长, 吸收营养物质, 净化水体。
4 结语
我国湖泊水体普遍受到氮磷污染，根据国情和水环境治理要求，对其治理技术的研究和应用问题已迫在眉急。我们认真分析了氮磷污染的现状及危害，探讨出最佳防治方案即优先应用生物-生态组合技术，使得氮磷污染治理更加合理、经济、有效。水生植物应用于水体生态修复具有经济、高效、环保等特性,无疑为我国日益恶化的水环境提供了良好的解决途径, 具有良好的研究和应用前景。
参考文献
[1]梁舸江,芦国才, 水体中的氮磷污染及其处理工艺[J].中国科技信息，2007，（18）：30.
[2]杨,吴小刚,张维昊等，富营养化水体生态修复中水生植物的应用研究[J].环境科学与技术，2007，30（7）：99.
[3]陈德辉,刘永定,宋立荣. 蓖齿眼子菜对栅藻和微囊藻的他感作用及其参数[J]. 水生生物学报, 2004, 28(2):1631～68.
[4] 曹萃禾.四种生态类型的水生维管束植物净化能力的作用[J].生态学志,1987,6(1):37~39.
[5] 尚士友,申庆泰,杜健民,等. 内蒙古乌梁素海沉水植物的收割工程技术[J]. 湖泊科学, 2004, 16(2):169- 177.
[6]严国安,任南,李益健. 环境因素对凤眼莲生长及净化作用的影响[J]. 环境科学与技术, 1994, 1:2- 5.
[7]陈飞星, 朱斌. 利用水生植物改善北京动物园水环境的研究初探[J]. 上海环境科学, 2002, 21(8): 469- 472.
[8] 张维昊,周连凤,吴小刚,等. 菖蒲对铜绿微囊藻的化感作用富营养化水体生态修复中水生植物的应用研究研究[J].中国环境科学, 2006, 26(3):355-358.
篇5
【关键词】生态修复技术；现代滨水园林；应用
中图分类号： TU986 文献标识码： A
一前言
国民经济持续、快速的发展，民众更加重视生活质量，特别是对户外空间的需求越来越高。在发展经济的过程中水体、环境的污染比较大，面对严重的社会环境问题，，滨水景观的建设应强调生态环境建设。增强生态修复技术在滨水景观建设中的应用，对实现局部生态环境的和谐发展具有重要意义。
二、生态修复技术原理及作用
滨水生态修复是指对湖、江、河、湿地的水质改善、水土保持、动植物栖憩和绿化美化等方面的修复治理，对沿岸的空间、设施、环境等进行规划设计，以创造优美、生动、特色的滨水生态景观。同时，在保护生态环境及可持续发展思想下，从生态学的角度提出了植物修复、重构系统食物链、重建缓冲带及滨水绿化、实施生态护岸、增加物种重建群落等一系列恢复滨水生态的方式与途径。
1.原理
在利用表面积很大的植物根系在水中形成浓密的网，吸附水体中大量的悬浮物，并逐渐在植物根系表面形成生物膜，膜中微生物吞噬和代谢水中的污染物成为无机物，使其成为植物的营养物质，通过光合作用转化为植物细胞的成分，促进其生长，最后通过收割浮岛植物和捕获鱼虾减少水中营养盐；通过遮挡阳光抑制藻类的光合作用，减少浮游植物生长量，通过接触沉淀作用促使浮游植物沉降，有效防止“水华”发生，提高水体的透明度，其作用相对于前者更为明显；工浮岛本身具有适当的遮蔽、涡流、饲料等效果，构成了鱼类和水生昆虫生息的良好条件；同时浮岛上的植物可供鸟类栖息；为了吸引某种鸟在岛上搭窝，根据该鸟的筑巢习惯在人工浮岛上进行特殊布置，为该鸟创造筑巢的条件；此种设计有利于恢复物种多样性和保护当地特有物种。
2.作用
生态修复技术在水质净化、创造生物(鸟类、鱼类)的生息空间、改善景观、消波效果对岸边构成保护作用。具体来说主要体现在：
（一）提高水质
良好的滨水堤岸带能捕获流失的土壤和营养物质，减少岸坡上的营养物质流入河流，使水质得到提高。
（二）稳定生态系统
良好的滨水堤岸带是岸上和水体之间的廊道，能够担当起两者生物间季节性迁移的任务，可减少甚至避免河流生态系统的破坏。
（三）吸收营养物质
滨水堤岸的植被能够吸收利用人为排放和地下水中的很多营养物质，降低因水体富营养化而导致浮游植物和藻类大量繁殖的风险。
（四）改善小气候
滨水堤岸植被改善了小气候，能够降低新生体的死亡率，并通过对温度的调节来促进动植物的生长。
（五）降低水面
深根系的滨水堤岸植被在一些情况下能降低河流沿程的水面，减少地下水中盐类和营养物质进入河流。
（六）控制藻类生长
滨水堤岸带植被能够减少进入河流生态系统中的光照并降低水温，控制浮游植物和藻类的生长。
（七）增加水生动物
健康的滨水堤岸带植被能维护水生动物(包括昆虫和以他们为食的鱼类)的栖息地，并为水生动物提供重要的食物，包括掉落于水里的树叶、果实等。
（八）增强景观的宜人性
草木丛生的城市滨水堤岸在沿水带构建出的绿色风景，与周围的景色相结合，呈现出一种舞台层次感，为城市居民提供了休息、娱乐等活动场所。
三、生态恢复关键技术研究
受水陆生态系统共同影响，滨水带形成独特的生境类型。发育良好的滨水带具有一定的结构，而退化滨水空间带来的却是生境破碎化，不仅使滨水生境面积减少，同时使各小生境间产生一定空间距离隔离。滨水带生境的消失和破碎是人类发展对生物多样性最严重、最直接的威胁。因此，滨水带生境恢复技术，为滨水带生态修复创造良好的生境条件，是退化滨水景观带植物群落生态恢复的前提。
1．基底改良技术研究
为防洪防汛与经济开发，我国许多滨水带已被建立成近直立人工护岸、鱼塘滩地及农田，这对滨水带的基底结构造成严重破坏，且致风浪经护岸岩壁反射形成驻波，浪高增至两倍，更不利水生植物生长，导致植物对基底作用减弱，破坏程度进一步恶化。基底是水生植物扎根的基础，淤泥底质特征、有机质和营养盐限制等因素都会影响植物生长和群落结构。水岸带基底的突出特点是水分多，土壤肥力较高，空气湿度也较高
2．驳岸改造技术
驳岸设计形式对滨水带生态景观影响较大。现今由于缺乏合理的生态规划意识，多数城乡的滨水带以混凝土近直立式人工驳岸为主，隔断了水陆生态交错带，且其地面污染物经雨水冲刷后直接进入水体，加重水质污染。因此，驳岸改造也是退化水岸生态修复的重要手段之一。
生态型护岸是指恢复后的自然河岸或具有自然河岸“可渗透性”的人工护岸。它具有增强岸坡的稳定性、防止水土流失、成本小、工程量小、环境景观协调性好、适应性好等优点。
3．水文恢复技术
水文情势（HydrologicalRegime）是水生生物群落重要的生境条件之一，水生态系统的生物过程对于水文过程的变化呈现明显动态响应。反之，生物过程对水文过程也产生重要反作用。Poff等早在1997(就提出自然水流范式（NatureFlowParadigm，NFP），认为未扰状况下的自然水流对于水生态系统整体性和支持土著物种多样性具有关键意义。
四、生态修复技术在滨水园林建设中的应用
1．滨水生态环境的保护
滨水景观设计建设的重要内容之一是滨水生态系统建设，涉及水体、水陆交错地带与近水陆地。滨水生态系统修复应考虑多空间尺度:从水体及流域的整体观出发，重视来自上下游、左右岸和水域、流域的影响;而在实际中，滨水环境整治常常由于用地权属而限于河流或湖泊的某一区段，生态环境整治往往从局部入手。生态修复的前提是控制和治理从水体周边至流域范围内的污染，包括工业污染、生活污水和农药化肥等各种点源和面源污染。
2．滨水景观设计建设的生态修复思路
滨水景观环境治理通常指特定的水体和滨水地带的环境修复和重塑，应积极坚持和采取生态化的方向和途径。当前景观生态学理念正逐渐影响着各种行业发展的主流，生态城市、生态工程和生态景观的理论和技术不断出现。景观生态学最重要的应用领域之一就是景观与城市规划，而滨水景观规划是现代景观规划的重要对象和范畴之一。滨水地带承载着丰富的生命信息，是生物多样性种群依存的生境，生态良好的水体及滨水环境是流域和地区景观安全格局的有力支持和保证。景观规划设计的宗旨是调整土地开发、工程建设与自然环境之间的保护利用关系；运用景观生态学原理对资源环境问题进行科学分析，寻求通过土地及空间的规划解决问题的途径和方案。在滨水景观设计建设中，应强调和遵循生态保护和修复的思路:（一）根据滨水空间的规模尺度和环境容量，合理确定水体周边土地利用的目的、性质、规模和方式，避免决策不当造成利用强度过大而影响和破坏生物生境的多样性。（二）按照景观生态修复的机理和生物生态技术，进行水体环境的自然或半自然景观形态重塑，控制外部污染，实施水生态治理，恢复水体水岸的多种生物生境。（三）推行生态化景观建设技术，林草植被从选种到分布，水利工程从护岸到堤防等设计改造采用生态技术，营造一个生机勃勃的有利于多样化动植物生存的滨水生态环境。
3．城市滨水区生态恢复研究展望
目前，城市滨水区保护和开发利用已引起世界各国的普遍重视。如何对退化的滨水生态系统进行恢复，使城市滨水资源能在有效保护的前提下带动城市的可持续发展，已成为摆在我们面前的一项艰巨课题。根据对国内外城市的相关研究情况的综述和分析，可从以下几个方面加强研究:(一)滨水区生态恢复的基础理论研究。如不同干扰条件下滨水生态系统的受损过程及其响应机制;滨水生态系统退化的景观诊断、动态监测、模拟、预报及其评价指标体系等。(二)退化滨水生态系统恢复关键技术，物种与生物多样性的恢复与维持技术研究等。(三)景观生态学理论的结构、功能、背景、碎裂化以及动态变化因素在城市河流的生态恢复中的应用研究。(四)借鉴国外成功经验，建立一套适合我国国情的城市滨水区生态恢复的研究方法和技术。
五、结束语：
现代滨水园林的开发建设是建立在水资源合理利用基础上，既要确保工程项目安全，也要关注生态效益，滨水生态修复的具体技术就有着极强的实用价值。在这一方面不同学科的协作十分必要。从保护资源环境以及可持续发展角度讲，滨水园林等景观建设需要从组织机构与运行、使用机制上实施保障。滨水园林环境生态修复是长期、复杂的任务，相关的方法技术应该反复试验，积极的进行创新。
参考文献：
[1] 荣先林.生态修复技术在现代园林中的应用[D] .浙江大学.2010(4):78-79
[2] 张娟峰.生态修复技术在现代园林艺术中的应用[J] .城市建筑.2014(2):189-191
篇6
关键词 :农业面源污染;农业面源污染控制;农业面源污染研究综述;农业面源污染控制政策
太湖蓝藻爆发表明太湖流域经济发展和资源环境之间的矛盾已逐渐凸显并且愈发尖锐[1-2]。从20世纪80年代后期太湖北部梅梁湾就开始频繁暴发蓝藻水华,到2006年水华暴发面积占太湖总面积的一半以上[3-5];太湖水体水质超标率也从2001年的65%上升到2006年的95%[6]。太湖水体水质低下只是太湖流域水环境恶化的一个方面,流域河网水质也呈现严重恶化趋势。太湖流域所覆盖的各行政区内受污染的河流占水系总长的比例均在80%左右,如上海为87%～92%,江苏省为82%～87%,浙江省为72%～79%[7]。太湖流域的水环境恶化对该流域工农业生产和城乡居民生活造成了严重影响。近年来,太湖流域工业点源污染整治力度加强之后,农业面源污染对流域水环境的贡献及其治理受到越来越多的关注[8]。农业在极大地满足城乡生活的同时,过量的化肥农药投入、畜禽粪便排放给水环境带来极大的影响。然而,不同学者计算的农业面源污染贡献率存在很大的不同,总氮的贡献在34%～52%,总磷的贡献在17%～54%[8-9]。虽然可以看出农业污染的影响正在成为继工业污染和城市污染之后的最大污染源之一,但流域农业面源污染流失量有多少,达到什么样的水平仍然没有明确的计算结果,这与计算过程和方法不清晰、种植业和养殖业的排污系数或流失系数的选择范围较大有关。
本文围绕农田种植和畜禽养殖这两个主要的农业污染源,总结了影响太湖流域农业面源污染的影响因素、排污系数及相应的治理措施,分析了流域农业面源污染控制的现状,并对未来的研究方向进行了展望。
1 太湖流域农业面源污染的影响因素
1.1 太湖流域种植业污染的影响因素及排污系数
1.1.1 化肥过量使用
不少学者通过典型区的实地调查、采样分析试验以及文献分析等方法研究了太湖流域农田化肥的利用及污染,证实了化肥过量使用是种植业面源污染的主要因素之一,农田径流中N、P流失量与肥料投入水平显著相关。自20世纪80年代初以来太湖地区农田生态系统中的氮、磷一直处于盈余状态,养分高度集中,大田作物施肥量甚至达到纯氮600 kg/hm2,远远高于作物实际需要量[10]。90年代中后期以来,农田的氮剩余量虽然有所下降,但是下降的幅度并不是很多,这是为何太湖上游地区在工业点源得到控制,而湖泊水质仍然没有得到根本好转的一个主要原因[11]。
1.1.2 不同土地利用方式
不同土地利用方式对氮磷施肥量的需求不同、植被覆盖度不同,必然对氮磷养分流失产生不同影响。有研究表明,相同降雨条件下,菜地的产流时间最长,其余依次为稻田、竹林、草地和桑园;草地的氮流失量最大[12]。还有研究表明,菜地的多场降雨径流平均浓度高于板栗林、竹林和旱地,悬浮态颗粒磷的浓度从高到低依次为板栗林、竹林、菜地和旱地,并且悬浮态颗粒磷占到水相总磷的76%～89%,总无机磷占水相总磷的 57%～85%,浓度高低顺序依次为竹林、菜地、板栗林、旱地,总有机磷浓度高低排序为菜地、旱地、竹林、板栗磷[13]。旱地土壤磷较水田更易流失的机理在于尽管旱地土壤对磷的固定能力略高与水稻土,但旱地土壤的有效磷水平普遍高于水稻土,因而前者磷的吸持饱和度(DPS)要大大高于后者,因此旱地土壤中的磷被淋溶,或者或以溶解态随径流流失的风险和数量也显著高于水稻土。
1.1.3 农田管理方式
地表管理与施肥方式对太湖旱地氮磷流失的影响也很重要,如通过采用地表覆膜、秸秆覆盖、肥料条施及穴施等耕作管理方式则分别可降低60.3%、59.8%、50.1%、52.4%的氮流失和90.5%、86.5%、80.2%和80.5%[14],或者将田埂高度由6 cm增加到8 cm则将使稻季径流量和氮素径流排放分别降低73.4%和约90%[15]。
1.1.4 气候及自然地理因素
面源污染具有季节特征。王鹏等[13]等的研究则表明环太湖丘陵地区农田氮素随地表径流的时间输出特征为秋冬季地表径流中总氮的平均浓度高于春夏季,这与各个季节的降水量和平均气温有关。地统计学方法的研究也发现,有机质、全氮和速效磷具有很强的空间相关性,说明太湖地区的一些土壤养分受母质、地形、土壤类型等自然的结构性因素影响较大[16]。
1.1.5 种植业的氮磷污染物排放系数
目前,农业面源污染负荷的计算多采用输出系数方法(也称排污系数法)。由于不同研究者关注排污系数影响因素的侧重点不同,通过太湖流域典型地区的监测或试验研究,得到一系列不同条件下的污染物排放系数(表1)[14,17-18,19-32,33]。
这些排污系数主要是水田的水旱轮作或旱地种植不同作物在一年内向水环境所排出的氮、磷污染物。根据排污系数研究所侧重的内容、应用的方法不同可以分为四组:不同土地利用的自然降雨条件下的小区试验、不同土利用的自然降雨条件下的流域监测、不同化肥施用量影响的自然降雨条件下的小区试验、不同土地利用的小区人工降雨试验。对比不同分组可以发现,氮的排污系数约在10～20 kg/hm2,磷的排污系数约在1～5 kg/hm2,但小区人工降雨试验的氮磷排污系数异常巨大,这与人工降雨试验的研究尺度、试验方法是有直接关系的,这种方法忽略了坡度和地表覆盖度,适用的空间尺度小,比较适用于坡面流物质输移的机理研究。自然降雨条件下不同土地利用类型的流域监测实验试图模拟流域干流的污染物实际监测值,它对农业污染的计算易受到流域内其他自然经济因素的影响,比较适用于土地利用类型较为简单的流域面源污染负荷的计算;自然降雨条件下不同土地利用或不同化肥施用量的小区试验比较适宜于研究污染负荷因素的影响,但大部分的排污系数只区分了水田和旱地两种类型,具体到不同作物的排污系数的研究结果比较少。不同排污系数的适用性可在考虑研究地点所处位置、研究结果要求、土地利用类型和作物种植类型的基础上进行筛选使用。
1.2 太湖流域养殖业污染的影响因素及排污系数
1.2.1 养殖业的快速发展带来的影响
养殖业的快速发展、畜禽粪便处理不力、畜禽的规模化发展、土地利用的变化趋势是太湖流域粪便废弃物污染的主要原因。60年代以来我国畜禽养殖业快速发展的同时,在地表径流、运输和利用等各个环节都对环境产生了污染[34]。首先,饲养过程中畜禽粪便排放形成的废弃物、食物残渣以及清洁饲养圈所产生的污泥水,经受雨水冲刷形成地表径流后造成环境污染;其次,粪便在堆放和储运过程中,因为降雨和其它原因进入水体形成污染;最后,粪肥归田后因为得不到有效利用,营养物质随径流进入水体而形成污染。
畜禽养殖的规模化发展逐渐成为畜禽粪污污染环境的主要问题之一。在农户散养方式下,畜禽粪污可与农户耕地较好地配套结合,粪污收集利用较高。大型规模养殖方式下,由于受到国家政策的制约,绝大部分都会建造粪污处理设施,使排放达到畜禽养殖业污染物排放标准。相比之下,中小型规模养殖场既没有受政策的严格制约,也没有足够的配套耕地可供消纳粪污,造成粪污收集利用率较低,对环境产生的影响较大。
土地利用变化趋势加剧了畜禽粪污对环境的污染。畜禽存栏量在成倍增长的同时,可有效吸纳畜禽粪便的农田面积却因农村城镇化发展和城镇建设用地而不断减少。一方面畜禽的规模化集约化发展模式造成养殖业专业户继续在某些地区集中,这种空间上的集中使得局部地区负荷量容易超过环境容量;另一方面,可消纳粪污的耕地面积仍在持续减少,加剧了粪污对环境的污染。张绪美等[35]的研究表明江苏省畜禽粪便污染日益严重;钱秀红等[36]在太湖流域的杭嘉湖水网平原的研究表明,除了杭州市以生活污染居第一位外,其余9个市县均以畜禽粪尿污染居第一位。
我国一直比较重视推动旨在减少粪污污染增加生物质能的沼气工程,沼气工程一定程度上可以减少粪便在堆放、储运和归田过程中的流失,但在太湖这样的经济发达、人多地少的地区其推广存在难度。
还有一些相关问题,例如畜禽粪便利用率低、大部分的畜禽养殖场布局不合理、缺少相应的污染防治措施和治理投资、没有足够的配套耕地用以消纳粪便、在全国范围内还没有统一的畜禽饲养场污水排放标准等。
1.2.2 养殖业粪污排放系数
目前不同学者对养殖业排污系数的计算方法基本上采用两种公式:即
养殖业排污量=a畜禽年养殖数量×b年排泄系数×d畜禽养分含量×e流失率,或:
养殖业排污量=a畜禽养殖数量×b养殖时间×c日排泄系数×d畜禽养分含量×e流失率
以上两式在理论上是相同的,但因方程式右边的每一个变量都有不同的计量方法使得最终的计算结果可能有所不同。
(1)畜禽养殖数量和养殖时间。存栏量、出栏量和养殖量三种指标都分别被用以表示畜禽养殖数量。张绪美[35]认为畜禽的存栏量可被视为一年中一个相对稳定的饲养量,相对应地,养殖时间就是365天。黄沈发[36]、刘培芳[37]等人将不同生长期、不同种类的禽畜,转换为已知排泄系数动物的相应量,然后根据全年畜禽饲养量计算出本区畜禽粪便污染物的年产生量。无论用存栏量还是饲养量代表畜禽养殖数量都可能存在偏差:如果每年的出栏次数大于1,那么存栏量就不足以代表当年的稳定饲养量;同样,如果每年的出栏次数小于1,用饲养量(存栏量+出栏量)来代表畜禽养殖数量,将会重复计算当年处于存栏而次年将出栏的畜禽数量。
更多的学者则是则根据生长周期确定饲养量所用指标[38-40]。对于出栏时间大于1年的畜禽如奶牛、马、驴、骡、蛋禽等采用年末存栏量作为饲养量,其养殖时间为365 d;但对于其它畜禽如肉牛、猪、牛、肉鸡等出栏次数小于1年的畜禽,则应利用年末出栏量表示畜禽养殖数量,相对而言养殖时间则是一个饲养周期。到目前为止,这种方法被较多地应用。
(2)排泄系数。排泄系数是指单个动物在一定时间内所排出的粪便数量。现有的排泄系数有两类:一是以年为单位所估测的排污系数;二是以日为单位所估测的排污系数。前者通过对各类畜禽饲养的调查辅以其它专家资料的调整获得[41]。后者也是目前为止大多数学者所采用的日排泄数据,利用这一数据乘以饲养期就可得到较为精确的粪便排泄量。通过对比每头(只)畜禽的粪污排泄量可以看出,文献[40]的年排泄量数据较其它几组较为异常(表2)。
(3)畜禽粪便的养分含量。不同来源的养份含量也因观测者的不同、观测手段的不同存在较大差异。养份含量资料的主要来源有《农业技术经济手册》[43]、《中国有机肥料养分志》[39]、和《家畜粪便学》[44]等(表3)。相比之下,中国有机肥料养分志的总氮和总磷含量尤其偏高。
(4)流失率。流失率是指畜禽粪便在堆放、冲洗过程中流失到水体中的比率。中科院南京环科所所估计的粪便流失率保持在2%～8%,而液体排泄物可能达到50%[49]。国家环保总局认为这一估计比较保守,而上海市环境保护局的报告认为市郊畜禽粪便的流失率为30%～40%[37]。
在实际计算时,粪污流失率还需要区分是否规模养殖和有无沼气的情形。如无法明确区分,则可以采取在公式中加入规模养殖比例和沼气比例。例如许俊香则通过区分养殖规模,根据专家建议,农户饲养的流失率为30%左右,中小型规模养殖的流失率为65%左右,而大型规模养殖的流失率为50%左右[39]。
从以上可以看出,计算畜禽粪便对水环境产生的污染还存在很多不确定的问题,主要是因为畜禽粪便流失量直接受制于以上几个因子的选取,而以上几个因子尤其是排泄系数和流失率仍存在很大变数。目前我国很多研究都引用了《全国规模化畜禽养殖业污染情况调查及防治对策》[42]一书中的相关方法和系数。
2 太湖流域农业面源污染治理技术
学术界在如何治理太湖水体环境污染方面做了大量的工作。控制农业面源污染最有效和最经济的方法是从源头上减少农业面源污染[17],主要方法包括科学施用化肥、调整土地利用方式和耕作方式、加强畜禽养殖废弃物管理等;关键区治理和最佳农田管理对于提高农业面源的管理效率也是较好的选择。
2.1 科学施用化肥
化肥集约利用是农业面源污染的主要原因之一,改进氮肥施用技术、平衡施肥等是减少农田环境污染的重要途径[33]。不少学者研究了化肥用量和养分流失的关系,为合理施用化肥提供了科学依据,但不同学者所得到的“最佳经济施肥量”、“生态经济施肥量”有很大的差异,太湖流域氮肥的生态经济施肥量在235～350 kg/hm2左右[45-46];而经济施氮量可能为405～495 kg/hm2[47]。
由于土壤钾素匮乏是农作物产量进一步提高的主要障碍,因此适当增施有机肥和钾肥,推广应用测土配方施肥,加强微生物肥和控效肥等新型肥料的研制和推广有助于农作物产量进一步提高而化肥用量有所减少[48],从而减轻水环境的氮磷污染。
虽然测土配方是我国科学施用化肥的重要方式,但这一惠民工程仍然存在很多困难,其中一个也是最主要的就是“小配方和大生产线”、“集中供应和个性需求”的矛盾。配方肥不同于基础肥料,它连接着肥料生产、销售和使用,同时由于配方肥针对性强,一个配方不可能大规模生产。要解决这一矛盾,有必要在税收、补贴等方面给予配肥企业一定的优惠政策。同时,资金、技术也成为制约测土配方是非的难点,如能够完成全养分检测的只有个别县。
2.2 调整土地利用方式和耕作方式
土地利用方式和耕作方式的调整对减少面源污染也有重要影响[18]。因此,首先要调整土地利用方式,减少污染较多的种植业发展,这就会涉及到农业结构调整。其次,应提倡实施保护性耕作,例如秸秆还田、秸秆覆盖是维持和提高土壤有机质从而提高作物产量的重要措施。再次,还需要合理安排农事活动时间。有研究表明降雨事件下的养分流失是农田面源污染的主要贡献期,因而这一时期应作为控制的关键因素,而降雨一般发生在夏秋季节,段亮等[14]的研究表明氮磷在6-11月向水体的迁移量占全年氮磷输出总量的83.4%和79.8%。最后,控水灌溉、筑高田埂等也有助于防止土地溶出和侵蚀[33-48]。
以上几个方面都会不同程度地影响农民的切身利益,如增加劳动时间和难度,减少农户经济收益等。如何最大程度地既调整了土地利用方式和耕作方式,又增加农民的利益减少农民的各种支出就成为当前环境和农业问题的焦点。
2.3 加强畜禽养殖废弃物的管理
减少畜禽粪便污染的手段包括以下内容:重视太湖流域农业经济结构调整,从源头上控制畜禽污染的发展;提高有机肥的施用比例;发展生态农业,通过加强对净初级生物产量的食物链衍生和内循环机制的建立,以提高物质和能量的利用率,降低污染的形成;增强基础设施建设,例如在集中的村庄建立污水排水系统,而对分散的农户采用净化槽处理;建立人工湿地或水生植物塘等;进行功能区域划分保护和加快太湖生态恢复;执行相关管理政策;加强农牧结合,使畜牧养殖与农田管理有机地结合起来[49]。
2.4 关键区域治理
对关键区或保护区的重点治理是控制面源污染的重要手段,这样可以减轻面源污染治理难度,降低治理成本。还可以通过定位设置太湖各类生物资源恢复与保护的功能区域[50],在不同等级的保护区内对各类排污单位的总氮、总磷排放实施不同的标准[51]。
2.5 最佳农田管理
近年来最佳农田管理措施受到较多的关注,尤其其中的非工程措施因为成本投入低、农民参与等特点被认为是防止或减少面源污染最有效和最实际的措施。这一方法没有向处于弱势地位的农民收取任何形式的费用,防治污染同时不增加农民经济负担也是政府愿意看到的结果。它的核心是在污染物进入水体对水环境产生污染前,通过各种经济高效、满足生态环境要求的措施使其得到有效控制,包括各种工程措施如人工湿地、植被过滤带和草地、河岸缓冲带、暴雨蓄积池河沉淀塘,以及非工程措施如免耕-少耕法、合理施用化肥、农药和生物废弃物的再利用等。其中有些措施尤其是非工程性措施其实和我国一直提倡的生态农业有很多相近的地方。通过改变农田管理而不是农业结构调整更能够有效减少养分盈余[52-53],Andrés J[54]的研究结果也支持这一点。目前最佳管理措施被它的价值和应用效果仍有待进一步研究。
2.6 太湖流域面源污染控制的相关研究
与国外的农业面源污染政策不同的是,太湖流域的政策主要集中在命令和控制性政策,经济刺激性政策和参与性政策比较少。太湖流域环境污染引起关注后,各级政府也加大了太湖流域水环境污染治理力度,如工业污染达标排放管理、洗衣粉“禁磷”政策、1998年底完成的截污“零点行动”、1999年底完成的河道清淤工作、2008年开始的《太湖地区重点工业行业主要水污染物排放限值》等。这些措施主要是针对工业污染源制定的,期望通过命令控制型的行政手段出发减少从源头到末端的污染物排放。针对农业面源污染,我国也制定了一些政策、开展了一些项目,例如2003年7月国家科技部开展了863重大科技项目之一的“河网区面源污染控制成套技术”。这些政策措施也是采用命令控制型的管理方法,将工程和技术措施作为解决面源污染的主要方法。
命令控制型的农业面源污染管理政策存在效率低下的问题。从千家万户获得足够的信息而导致管理措施的实施成本太高,导致政府管制效率低下;相关污染控制标准不健全则是另一个重要原因。例如我国在2003年1月1日之后才开始执行国家环保总局制定的“畜禽饲养业污染物排放标准”,主要是面对大型规模养殖户制定的,太湖流域中小型规模养殖户的数量则占到大多数,标准施用范围不能覆盖大部分的污染来源。
近年我国学术界也开始对经济型政策措施予以关注,从农户行为的角度强调环境经济手段在农业面源污染控制中的必要性和可行性。向平安等的研究表明施肥量的改变会使农户增加0.54～1.28%的支出[55];冯孝杰等[56]强调农户经营行为对农业面源污染产生影响,何浩然等[57]认为非农就业和农业技术培训对农户化肥的施用水平产生较大影响。
总的来讲,太湖流域乃至我国的面源污染控制政策措施不健全,并且主要采用命令控制型手段,政策效率低下;从环境污染主体即农户经济行为的角度去管理面源污染的政策措施开始得到关注。
3 文献述评及现有问题探讨
3.1 文献述评
通过文献可以看出,当前已经有很多学者对太湖流域面源污染及其控制进行了研究。结果表明:①虽然太湖流域典型区域的面源污染影响及排污系数的研究较多,但是着眼于太湖流域整体的农业面源污染负荷总量的研究并没有明确答案;②农业面源污染的治理技术研究较多,但将这些自然科学成果应用到管理实践中的政策研究较少;③对农田面源污染的研究较多,对畜禽渔业养殖废弃物处理的研究比较薄弱,并且两者没有很好地结合起来进行研究;④虽然已经有了一些关于农业面源污染控制的讨论,但缺乏管理实施标准;⑤围绕农业面源污染治理的主要手段都与农户行为有关,例如土地利用方式、耕作方式等,但现在很少有从环境污染主体即农户行为的角度去研究如何减少环境污染。
3.2 科学问题
未来的研究方向至少可以从以下三个方面进行考虑:
(1)太湖流域农业面源污染防治研究有助于太湖流域水环境治理的高效、公平,着眼于太湖流域农业面源污染的负荷及控制政策研究已经迫在眉睫。从局部治理走向流域全局治理,是今后太湖流域水污染防治的必然趋势。通过利用科学合理的排污系数,对太湖流域的农业面源污染负荷及其结构进行核算,有助于政府判断农业面源污染的影响程度,把握面源污染管理的力度,确定面源污染治理的技术方法和管理方法。
(2)从环境管理行为的主体即农户的角度对农业面源污染进行控制和管理。我国应对面源污染的主要措施大部分是从农户行为例如农业结构、农业生产方式的角度进行研究,但其管理则主要是以命令和控制为主的行政干预手段进行,防治和管理存在错位。因此,有必要从环境行为主体即农户的角度通过调整农户经济行为减少农业面源污染。
(3)农业面源污染相关标准研究非常重要。我国主要以命令控制型手段作为主要管理措施,但管理效果很不明显。这可能与设计标准和实施标准不规范有一定关系。例如农牧/牧渔结合是处理畜禽粪便的最佳方式之一,即使社会发展到今天,这一传统的方法仍然是国内外都提倡的效率高成本较低的面源污染管理方式,但实际操作中并没有合适的标准可以依据。再例如每公顷施用225 kg纯养分作为施肥的安全上限,中国幅员辽阔,耕作制度差异很大,这一“剪刀切”的标准是值得怀疑的。
参考文献(References)
[1]虞孝感,Josef Nipper,燕乃玲.从国际治湖经验探讨太湖富营养化的治理[J].地理学报,2007,62(9):899-906.[Yu Xiaogan,Josef Nipper,Yan Nailing.Recommendations of Eutrophication Control of Taihu Lake from an International
View [J].Acta GEOGRAPHICA SINICA,2007,62(9):899-906.]
[2]沃飞,陈效民,吴华山,等.太湖流域典型地区农村水环境氮磷污染状况的研究[J].农业环境科学学报,2007,26(3):819-825.[Wo Fei,Chen Xiaomin,Wu Huashan,et al.Pollution Situation of Nitrogen and Phosphorus in Rural Water Environment in Typical Region of Tai Lake[J].Journal of Agro-Environment Science,2007,26(3):819-825.]
[3]范成新,季江,陈荷生.太湖富营养化现状、趋势及其综合整治对策[J].上海环境科学,1997,16(8):4-7.[Fang Chengxin,Ji Jiang,Chen Hesheng.The Current Eutrophication Status and Trend of Lake Taihu and Its Comprehensive Control Countermeasure[J].Shanghai Environmental Sciences,1997,16(8):4-7.]
[4]Chen Yuwei,Fan Chengxin,Teubner K et al.Changes of Nutrients and Phytoplankton Chlorophyll:in a Large Shallow Lake,Taihu,China:an 8-year Investigation[J].Hydrobiologia,2003,506/509:273-279.
[5]林泽新.太湖流域水环境变化及缘由分析[J].湖泊科学,2002,(2):111-116.[Lin Zexin.Analysis of Water Environmental Change in Taihu Watershed [J].Journal Of Lake Sciences,2002,(2):111-116.]
[6]虞锡君.构建太湖流域水生态补偿机制探讨[J].农业经济问题,2007,(9):56-59.[Yu Xinjun. The Discussion on the Construction of Water Ecological Compensation Mechanism in Taihu Lake[J]. Issues in Agricultur Economy, 2007,(9): 56-59.]
[7]王苏民,窦鸿身.中国湖泊志[M].北京:科学出版社,1998:3-21.[Wang Sumin,Du Hongsheng.Record of Lakes in China[M].Beijing: Science Press,1998.]
[8]张维理,武淑霞,冀宏杰,等.中国农业面源污染形势估计及控制对策I.21世纪初期中国农业面源污染的形势估计[J].中国农业科学,2004,37(7):1008-1017.[Zhang Weili, Wu Shuxia, Ji Hongjie, et al. Estimation of Agricultural NonPoint Source Pollution in China and the Alleviating Strategies Ⅰ.Estimation of Agricultural NonPoint Source Pollution in China in Early 21 Century[J]. Agricultural Sciences in China, 2004,37(7):1008-1017.]
[9]金相灿,叶春,颜昌宙,等.太湖重点污染控制区综合治理方案研究[J].环境科学研究,1999,12(5):1-5.[Jin Xiangcan, Ye Chun, Yan Changyu et a1. Comprehensive Treatment Plan for Key Polluted Regions of Lake Taihu[J]. Research of Environmental Sciences, 1999,12(5):1-5.]
[10]高超,张桃林,吴蔚东.太湖地区农田土壤养分动态及其启示[J].地理科学,2001,21(5):428-432.[Gao Chao, Zhang Taolin, Wu Weidong. Agricultural Soil Nutrient Status in Taihu Lake Areaand Its Implication to Nutrient Management Strategies[J]. Geographical Science, 2001,21(5):428-432.]
[11]许朋柱,秦伯强,Horst Behrendt,等.太湖上游流域农业土地的氮剩余及其对湖泊富营养化的影响[J].湖泊科学,2006,18(4):395-400.[Xu Pengzhu, Qing Boqing, Horst Behrendt, et a1. Nitrogen Surplus of the Upstream AgricuLtural Land of Lake Taihu and the Eutrophication Impact[J]. Journal of Lake Sciences, 2006,18(4):395-400.]
[12]于兴修,杨桂山,梁涛.西笤溪流域土地利用对氮素径流流失过程的影响[J].农业环境保护,2002,21(5):424-427.[Yu Xingxiu, Yang Guishan, Liang Tao. Effects of Land Use in Xitiaoxi Catchment on Nitrogen Losses from Runoff[J]. Journal of AgroEnvironment Protection, 2002,21(5):424-427.]
[13]王鹏,高超,姚琪,等.太湖丘陵地区农田氮素迁移的时空分布特征[J].环境科学,2006,27(8):1671-1675.[Wang Peng, Gao Chao, Yao Qi, et al. Temporal and Spatial Distribution Characteristics of Nitrogen Losses in Hilly Area of Taihu Lake[J].
Chinese journal of environmental science, 2006,27(8):1671-1675.]
[14]段亮,段增强,等.地表管理与施肥方式对太湖流域旱地氮素流失的影响[J].农业环境科学学报,2007,26(3):813-818.[Yin Liang, Duan Zengqiang, et al. Effect of Surface Management and Fertilization Mode on Nitrogen Runoff from Upland in Taihu Lake Region[J]. Journal of AgroEnvironment Science, 2007,26(3):813-818.]
[15]王小治,高人,钱晓晴,等.利用大型径流场研究太湖地区稻季氮素的径流排放[J].农业环境科学学报,2007,26(3):831-835.[Wang Xiazhi, Gao Ren, Qian Xiaoqing, et al. Nitrogen Loss via Runoff from Paddy Field Using the Large Catchment Area in Taihu Region[J]. Journal of AgroEnvironment Science, 2007,26(3):831-835.]
[16]刘杏梅,徐建民,章明奎,等.太湖流域土壤养分空间变异特征分析:以浙江省平湖市为例[J].浙江大学学报,农业与生命科学版,2003,29(1):76-82.[Liu Xingmei, Xu Jianmin, Zhang Mingkui, et al. Study on Spatial Variability of Soil Nutrients in Taihu Lake Region:A Case of Pinghu City in Zhejiang Province[J]. Journal of Zhejiang University,Agriculture & Life Science, 2003,29(1):76-82.]
[17]王少平,俞立中,许世远,等.基于GIS 的苏州河面源污染的总量控制[J].中国环境科学,2002,22(6):520-524.[ Wang Shaoping, Yu Lizhong, Xu Shiyuan, et al. The Total Quantity Control of Nonpoint Source Pollution in Suzhou Creek Based on GIS[J]. Chinese Journal of Environmental Science, 2002,22(6):520-524.]
[18]张大弟.上海市郊4种地表径流污染负荷调查与评价[J].上海环境科学,1997,16(9):7-11.[Zhang Dadi. The Pollutant Concentration in Four Surface Runoffs and Rice Field Water of Shanghai Suburbs[J]. Shanghai Environmental Sciences, 1997,16(9):7-11.]
[19]段增强,常江.地表管理与施肥方式对太湖流域旱地磷素流失的影响[J].农业环境科学学报,2007,26(3):813-818.[Duan Zengqiang, Chang Jiang. Surface Managements and Fertilization Modes on Phosphorus Runoff from Upland in Taihu Lake Region[J]. Journal of AgroEnvironment Science, 2007,26(3):813-81.]
[20]郭红岩,王晓蓉,朱建国.太湖一级保护区面源磷污染的定量化研究[J].应用生态学报,2004,15(1):136-140.[Guo Hongyan, Wang Xiaorong, Zhu Jianguo. Quantification of Nonpoint Sources Phosphorus Pollution in key Protection Area of Taihu Lake[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2004,15(1):136-140.]
[21]高超,朱继业,朱建国,等.不同土地利用方式下的地表径流磷输出及其季节性分布特征[J].环境科学学报,2005,25(11):1543-1549[Gao Chao, Zhu Jiye, Zhu Jianguo, et al. Phosphorus Exports via Overland Runoff under Different Land Uses and Their Seasonal Pattern[J]. Journal of Environmental Sciences,2005,25(11):1543-1549.]
[22]朱继业,高超,朱建国,等.不同农地利用方式下地表径流中氮的输出特征[J].南京大学学报,自然科学,2006,42(6):621-627.[Zhu Jiye, Gao Chao, Zhu Jianguo et al. Phosphorus Exports via Overland Runoff under Different Land Uses and Their Seasonal Pattern[J]. Journal of Nanjing University:Natural Sciences, 2006,42(6):621-627.]
[23]郑建瑜,周乃晟.农田氮素面源污染模型及年负荷估算研究[J].华东师范大学学报:自然科学版,2007,(6):12-19.[Zheng Jianyu, Zhou Naisheng. Research on Nitrogen Nonpoint Source Pollution Model in Farmland of Shanghai Suburbs[J]. Journal of East China Normal University:Natural Science, 2007,(6):12-19.]
[24]王小治.太湖地区稻麦伦坐下氮素循环及薄膜尿素效果分析[D].中国科学院研究生院,2005.[Wang Xiaozhi.Nitrogen Cycling and Evaluating the Use of Coated Urea Under Ricewheat Rotation in Taihu Region[D].Nanjing: Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences,2005.]
[25]吕耀.苏南太湖地区农田氮素面源污染及其环境经济分析[D].中国农业大学,1998.[Lv Yao. Nitrogen Pollution from Agricultural NonPoint Sources in Lake Tai Region in the south of Jiangsu and its Environmental Economic Analysis [D]. Beijing: Chinese Agricultural University,1998.]
[26]张焕朝,张红爱,曹志洪.太湖地区水稻土磷素径流流失及其Olsen磷的“突变点”[J].南京林业大学学报:自然科学版,2004,28(5):6-10.[Zhang Huanchao, Zhang Hongai, Cao Zhihong. Research on Phosphorus Runoff Losses from Paddy Soils in the Taihu Lake Region and Its OlsenP “Changepoint”[J]. Journal of Nanjing Forestry University,Natural Sciences Edition, 2004,28(5):6-10.]
[27]李兆富,杨桂山,李恒鹏.西苕溪流域不同土地利用类型营养盐输出系数估算[J].水土保持学报,2007,21(1):1-5.[Li Zhaofu, Yan Guishan, Li Hengpeng. Estimation of Nutrient Export Coefficient from Different Land Use Types in Xitiaoxi Watershed[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2007,21(1):1-5.]
[28]李恒鹏,刘晓玫,黄文钰.太湖流域浙西区不同土地利用类型的面源污染产出[J].地理学报,2004,59(3):401-408.[Li Hengpeng, Liu Xiaomei, Huang Wenyu. The Nonpoint Output of Different Landuse Types in Zhexi Hydraulic Region of Taihu Basin[J]. Acta Geographica Sinica, 2004,59(3):401-408.]
[29]李恒鹏,杨桂山,黄文钰,等.太湖上游地区面源污染氮素入湖量模拟研究[J].土壤学报,2007,44(6):1063-1069.[Li Hengpeng, Yang Guishan, Huang Wenjue, et al. Simulating Fluxes of NonPoint Source Nitrogen from Upriver Region of Taihu Basin[J]. Acta Pedologica Sinica, 2007,44(6):1063-1069.]
[30]李恒鹏,黄文钰,杨桂山,等.太湖地区蠡河流域不同用地类型面源污染特征[J].中国环境科学,2006,26(2):243-247.[ Li Hengpeng, Huang Wenjue, Yang Guishan, et al.
Nonpoint Pollutant Concentrations for Different Land Uses in Lihe River Watershed of Taihu Region[J]. China Environmental Science, 2006,26(2):243-247.]
[31]梁涛,张秀梅,章申,等.西苕溪流域不同土地类型下氮元素输移过程[J].地理学报,2002,57(4):389-396.[Liang Tao, Zhang Xiumei, Zhang Shen, et al. Nitrogen Elements Transferring Processes and Fluxes under Different Land Use in West Tiaoxi Catchment[J]. Acta Geographica Sinica,2002,57(4):389-396.]
[32]于兴修,杨桂山,梁涛.西苕溪流域土地利用对氮素径流流失过程的影响[J].农业环境保护,2002,21(5):424-427.[Yu Xingxiu, Yang Jiashan, Liang Tao. Effects of Land Use in Xitiaoxi Catchment on Nitrogen Losses from Runoff[J]. Journal of AgroEnvironment Protection. 2002,21(5):424-427.]
[33]马立珊.苏南太湖水系农业面源氮污染及其控制对策研究[J].应用生态学报,1992,3(4):346-354.[Ma Lishan. Agriculture NonPoint Source Nitrogen Pollution and Control Measures of Taihu Basin, Southern Jiangsu Province.[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 1992,3(4):346-354.]
[34]朱立安,王继增,胡耀国,等.畜禽养殖面源污染及其生态控制[J].水土保持通报,2005,25(2):40-43.[Zhu Lian, Wang Jizeng, Hu Yaoguo, et al. Nonpoint Sources Pollution from Livestock and Poultry and Ecological Control[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2005,25(2):40-43.]
[35]张绪美,董元华,王辉,等.江苏省农田畜禽粪便负荷时空变化[J].地理科学,2007,27(4):597-601.[Zhang Xumei, Dong Yuanhua, Wang Hui, et al. Spatial and Temporal Variation in Farmland Load of Livestock Feces in Jiangsu Province[J]. Scientia Geographica Sinica, 2007,27(4):597-601.]
[36]黄沈发,陈长虹,贺军峰.黄浦江上游汇水区禽畜业污染及其防治对策[J].上海环境科学,1994,13(5):4-8.[Huang Shenfa, Chen Changhong, He Junfeng. Pollution Status of Animal Husbandry and Its Control Strategy in Upstream Section of Huangpu River[J]. Shanghai Environmental Sciences, 1994,13(5):4-8.]
[37]刘培芳,陈振楼,许世远,等.长江三角洲城郊畜禽粪便的污染负荷及其防治对策[J].长江流域资源与环境,2002,11(5):456-460.[Liu Peifang, Chen Zhenliu, Xu Shiyuan, et al. Waste Loading and Treatment Strategies on the Excreta of Domestic Animals in the Yangtze Delta [J]. Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2002,11(5):456-460.]
[38]王方浩,马文奇,窦争霞,等,中国畜禽粪便产生量估算及环境效应[J].中国环境科学,2006,26(5):614-617.[Wang Fanghao, Ma Wenqi, Dou Zhengxia, et al. The Estimation of the Production Amount of Animal Manure and its Environmental Effect in China[J]. China Environmental Science,2006,26(5):614-617.]
[39]许俊香,刘晓利,王方浩,等.我国畜禽生产体系中磷素平衡及其环境效应[J].生态学报,2005,25(11):2911-2918.[Xiu Junxiang, Liu Xiaoli, Wang Fanghao, et al. Phosphorus Balance and Environmental Effect of Animal Production in China, 2005,25(11):2911-2918.]
[40]彭里,王定勇.重庆市畜禽粪便年排放量的估算研究[J].农业工程学报,2004,20(1):288-292. [Ping Li, Wang Dingyong. Estimation of Annual Quantity of Total Excretion from Livestock and Poultry in Chongqing Municipality[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2004,20(1):288-292.]
[41]沈根祥,汪雅谷,袁大伟.上海市郊农田畜禽粪便负荷及其警报与分级[J].上海农业学报,1994,10(增刊):6-11.[Shen Genxiang, Wang Yagu, Yuan Dawei. Loading Amounts of Animal Feces and Their Alarming Values and Classification Grades in Shanghai Suburbs. Acta Agricultural Shanghai, 1994, 10: 6-11.]
[42]国家环境保护总局自然生态保护司.全国规模化畜禽养殖业污染情况调查及防治对策[M].北京:中国环境科学出版社,2002:77-78. [Department of Nature and Ecology Conservation of State Environmental Protection Administration. Pollution Prevention and Control Measures of Scale Production of Livestock and Poultry. Beijing: China Environmental Science Press,2002:77-78.]
[43]牛若峰.农业技术经济手册[M].北京:农业出版社,1983.[Niu Ruofeng. Handbook of Agrotechnical Economics[M]. Beijing:Agricultural Press, 1983.]
[44]王新谋.家畜粪便学[M].上海交通大学出版社,1999.[Wang Xinmou. Coprology of Domestic Animals[M]. Shanghai Joao Tong University Press.]
[45]吕耀,程序.太湖地区农田氮素面源污染及环境经济分析[J].上海环境科学,2000,19(4):143-146.[Lv Yao, Cheng Xu. Nitrogen Pollution from Agricultural NonPoint Sources in Lake Tai Region and its Environmental Economic Analysis[J]. Shanghai Environmental Sciences, 2000,19(4):143-146.]
[46]黄进宝,范晓晖,张绍林,等.太湖地区黄泥土壤水稻氮素利用与经济生态适宜施氮量[J].生态学报,2007,27(2):589-576.[Huang Jingbao, Fan XIaohui, Zhang Shaolin, et al. Investigation on the Economicallyecologically Appropriate Amount of Nitrogen Fertilizer Applied in Rice[J]. Acta Ecologica Sinica, Acta Ecologica Sinica,2007,27(2):589-576.]
[47]王德建,林静慧,夏立忠.太湖地区稻麦轮作农田氮素淋洗特点[J].中国生态农业学报,2001,9(1):17-22.[Wang Dejian, Lin Jinghui, Xia Lizhong. Characteristics of nitrogen leaching of ricewheat rotation field in Taihu Lake area[J]. Chinese Journal of EcoAgriculture, 2001,9(1):17-22.]
[48]吕耀.苏南太湖流域农业面源污染及农业持续发展战略[J].环境科学动态,1998,(2):1-4.[Lv Yao. The Agricultural Nonpoint Pollution in Taihu Basin and Sustainable Development[J]. Environmental Science Trends, 1998,(2): 1-4.]
[49]张大弟,章家骐,汪雅谷.上海市郊主要面源污染及防治对策[J].上海环境科学,1997,16(3):1-3. [Zhang Dadi, Zhang Jiaqi, Wang Yagu. The Main Nonpoint Source Pollution in Shanghai Suburbs and Harness Countermeasure[J]. Shanghai Environmental Sciences, 1997,16(3):1-3.]
[50]谷孝鸿,白秀玲,江南,等.太湖渔业发展及区域设置与功能定位[J].生态学报,2006,26(7):2247-2254.[Gu Xiaohong, Bai Xiuling, Jiang Nan, et al. Fishery Development, Regional Classification and Functional Positioning of Taihu Lake[J]. Acta Ecologica Sinica, 2006,26(7):2247-2254.]
[51]盛学良,舒金华,彭补拙,等.江苏省太湖流域总氮、总磷排放标准研究[J].地理科学,2002,22(4):449-452.[Sheng Xueliang, Shu Jinhua, Peng Buzhuo, et al. Study on Emission Standards of Total Nitrogen and Total Phosphorus at Taihu Basin[J]. Scientia Geographica Sinica, 2002,22(4):449-452.]
[52]Cjm Ondersteijn, Acg Beldman, Chg Daatselaar, et al. Farm Structure or Farm Management: Effective Ways to Reduce Nutrient Surpluses on Dairy Farms and Their Financial Impacts[J]. Livestock Production Science,2003,(84):171-181.
[53]Brandt Hmp, Vande Smit Hp. Mineral Accounting: the Way to Combat Eutrophication and to Achieve the Drinking Water Objective[J]. Environ. Pollut., 1998, 102 (Suppl. 1), 705-709.
[54]Andrés J. PicazoTadeo, Ernest ReigMartínez. Farmers costs of Environmental Regulation: Reducing the Consumption of Nitrogen in Citrus Farming[J]. Economic Modelling,2007,(24):312-328.
[55]向平安,周燕,黄璜,等.化肥面源污染控制的绿税措施模拟研究[J].湖南农业大学学报:自然科学版,2007,33(3):328-332.[Xiang Pingan, Zhou Yan, Huang Huang, et al. Simulated Study of Green Tax Prompting for Controlling Fertilizer nonpoint Sources Pollution[J]. Journal of Hunan Agricultural Unirersity: Natural Science, 2007,33(3):328-332.]
[56]冯孝杰,魏朝富,谢德体,等.农户经营行为的农业面源污染效应及模型分析[J].中国农学通报,2005,(12):354-358.[Feng Xiaojie, Wei Chaofu, Xie Deti, et al. Effects of Farm Households Management Behavior upon Nonpoint Pollution of Agriculture and Model Analysis[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2005,(12):354-358.]
[57]何浩然,张林秀,李强.农民施肥行为及农业面源污染研究[J].农业技术经济,2006,(6):2-10.[He Haoran, Zhang Xiulin, Li Qiang. Rational Fertilization and Reduction of Largescale Farmland Pollution by Rationalized Fertilizer Usage[J]. Journal of Agrotechnical Economics, 2006,(6):2-10.]
[58]Wu JJ, Babcock BA. The Relative Efficiency of Voluntary vs. Mandatory Environmental Regulations[J]. Journal of Environmental Economics and Management, 1999,38(2),158-175.
[59]O’Shea L. An Economic Approach to Reducing Water Pollution: Point and Diffuse Sources[J]. The Science of the Total Environment, 2002, (282-283):49-63.
[60]Freeman III, AM. Economics, Incentives, and Environmental Policy[C]. In:Vig, N.J., Kraft, M.E. (Eds.), Environmental Policy:
New Directions for the Twentyfirst Century[M].Congressional Quarterly Press, Washington DC,2003.
[61]Kathleen Segerson, Junjie Wu.Nonpoint Pollution Control:Inducing Firstbest Outcomes Through the Use of Threats[J]. Journal of Environmental Economics and Management, 2006,(51):165-184.
[62]Larson DM, Helfand GE, House BW. Secondbest Tax Policies to Reduce Nonpoint Source Pollution[J]. American Journal of Agricultural Economics, 1996, 78(4), 1108-1117.
[63]Eirik Romstad. Team Approaches in Reducing Nonpoint Source Pollution[J]. Ecological Economics,2003,(47)71-78.
[64]Cabe R, JA Herriges, The Regulation of Nonpoint Source Pollution under Imperfect and Asymmetric Information[J]. J. Environ. Econom. Manage, 1992,(22)134-146.
[65]R Griffin, DW Bromley, Agricultural Runoff as a Nonpoint Externality[J]. Amer. J. Agric. Econom. 1982, (64), 547-552.
Review of Agricultural Nonpoint Pollution in Taihu Lake and Taihu Basin
YAN Lizhen1 SHI Minjun1,2
WANG Lei1
(1.Graduate University of the Chinese Academy of Sciences,Beijing 100049,China;
2.Research Center of Fictitious Economy and Data Science,CAS, Beijing 100190,China)
篇7
[关键词] 矿区 生态环境
[中图分类号] X826 [文献码] B [文章编号] 1000-405X（2013）-9-196-2
基金项目：2012年中央级公益性科研院所基本科研业务费专项资金资助。
自治区位于祖国的西南边疆，平均海拔高度在4000 m以上，素有“世界屋脊”和“世界第三极”之称。其主体即青藏高原，是我国典型的高寒脆弱区，地处世界最大的成矿带之一，阿尔卑斯―喜马拉雅成矿带的东段，地质构造独特，成矿条件优越，蕴藏着丰富的矿产资源，优势矿产资源包括铬、铜、钼、铅、锌、铁、金、银、盐湖资源等，多数为国家紧缺的矿种，是我国重要的矿产资源战略储备基地。目前，已发现的矿种有101种，有查明资源储量数据的矿种41种，矿产地近3000处。其中，铬、铜和盐湖锂矿资源储量居全国首位，鉴于铬、铜以及盐湖中的锂、钾等均为我国最主要的紧缺矿产，矿产资源的战略意义尤为凸显。
长期以来，矿产业发展落后，与其资源地位极不相称，但近年来，自治区矿业发展速度较快，在国民经济和社会发展中的地位越来越重要。矿产开发管理薄弱，多数矿山属于盲目投资建设、盲目开采，采矿方式原始，采矿工艺落后，大多露天开采零星分散矿产，而且只采富矿，资源利用效率和效益很低。这种粗放的矿产资源开发方式带来了诸多的生态环境问题，制约了矿区资源的可持续发展与利用。随着对的矿产资源开发力度的加大，矿山迹地环境问题日益突出。粗放式矿山开发遗留的大量矿山迹地，带来一系列的环境问题急需解决。矿山迹地也称矿山废弃地、采矿废弃地、矿区废弃地等，是指为采矿活动所破坏的，未经治理而无法使用的土地，包括露天采矿场、排土场、尾矿场、塌陷区以及受重金属污染而失去经济利用价值的土地等。本研究选取自治区的那曲地区为研究区域，试图阐明高寒脆弱区矿产资源开发对土壤、植被和水体的生态效应，为高寒脆弱区矿产资源开发生态保护和生态修复提供理论和技术支撑。
1研究区概况
那曲地区位于83°55'-95°5'E和29°55'-36°30'N之间，冈底斯山―念青唐古拉山主脊分水岭以北，昆仑山、唐古拉山以南，西与阿里地区为界，东缘与昌都地区毗邻，总面积达45多万平方公里。这里是长江和怒江的发源地，为青藏高原腹地。在综合自然区划上属羌塘高原高山草原带和怒江上游高山灌丛草甸带。那曲是一个具有地热资源、水利资源、湖泊资源、矿产资源丰富的地区，现已发现著名的藏北、藏南两大超基性岩带，蕴藏着丰富的与超基性岩有关的各种矿产，特别是我国急缺的矿种：金、铬、铜、钼、硼。目前，矿山已成为那曲地区社会经济发展的六大特色的支柱产业之一，成为了那曲地区重要的经济增长点。矿山的发展，还带动了那曲地区交通、能源等基础设施建设的发展。但同时也应看到，在大力发展矿产资源的同时，对当地的生态环境造成了很大的破坏，由于那曲处于高寒生态脆弱区，生态一旦破坏，恢复起来相当缓慢，甚至不可逆，所以很有必要对这一地区矿产资源开发的生态环境效应进行评价和研究，为高寒脆弱区矿产资源开发的生态保护和生态修复提供理论和技术支撑。
2研究方法
利用较高分辨率遥感数据，对选取的典型矿产资源开发区内的主要地物进行判读，并指出环境破坏程度不同的区域；然后根据遥感信息判读结果，在不同破坏方式和破坏程度的区域进行实地监测研究。
为了调查矿产资源开发对地形地质、土壤理化性质、植物多样性与生物量的影响，在那曲那木切砂金矿附近，选择未退化草地、退化草地和矿区草地，取1m×1m草地样方进行调查，记录草地类型、物种组成、植被盖度、地形、草地退化程度等，测定土壤含水量，同时取0～30cm的表层土壤样品以备室内分析，采用刈割法获取植物样方地上部分，取回实验室后置于65℃下烘干后称重，得到地上生物量；使用根钻获取群落根系，用淘洗法将根系与土壤分离，在65℃下烘干后称重，得到地下生物量。共取得有代表性的草地样方和土壤样品各30个，分别代表未退化草地、退化草地和矿区草地。
使用样方调查数据统计物种数并计算Shannon-Wiener指数作为群落物种多样性的表征。Shannon-Wiener指数（H）的计算方法为： 式中ni为第i个物种的株（丛）数，N为样方各物种株（丛）总数。
3矿产资源开发的生态环境效应
目前矿产资源开采生态环境效应的研究主要集中在水体、土壤（地质）、大气、植被和人类健康等5个方面。（1）矿产资源开采对水环境的影响主要体现为：地表河流和地下水污染，如矿山场滤液和有害物质流入河流，改变水质、硬度和pH值等；地下水水源枯竭。（2）矿产资源开发不仅破坏地质结构，导致地面沉降、地面塌陷和裂缝，还可能引起崩塌、滑坡和泥石流等地质灾害；另外，矿产资源开发导致地表植被破坏和土壤的，引起土地沙化和水土流失[1]，有些矿产资源开发过程中还会形成土壤的重金属污染；（3）矿山开采后，长期暴露地表的固体废弃物在空气、水、太阳能和生物等的共同作用和影响下，将发生物理的和化学的变化，并使固体废弃物风化解体，形成碎屑、粘土和溶解物3类风化物质。这些物质在风力作用下，将产生风化扬尘，污染矿区大气环境。（4）矿区植被的破坏主要是由于矿山工业广场的建设、废弃物堆放、开山修路、地面塌陷与露天采矿剥离引起的。矿区的建设和生产改变了土地养分的初始条件，从而使植被生长量下降[2]。（5）矿山开采所引发的粉尘以及水体和土壤中的重金属污染都会影响人体健康[3]。
那曲矿产资源开发环境效应的特殊之处在于地处高寒脆弱区，生态环境脆弱，一旦破坏很难恢复。因此，有必要对研究区域内矿产资源开发造成的环境效应进行分析，为进一步的评价提供依据和对策。通过实地调查和遥感图像的解译与判读，在矿产资源开采活动中，对环境的影响主要表现在对区域地质地貌、土壤、生物多样性和生物量的影响。
3.1对区域地质地貌的影响
在采挖的过程中造成地面不均沉降，常引起地层变形，局部塌陷、生成不规则裂缝，此外大量废渣的堆放不仅占用大量土地，且形成局部人工地貌，破坏地表结构，易引起滑坡、地震、泥石流等次生地质灾害，对矿区生态坏境和工作人员的生命和健康造成威胁。且很多矿区开采之后没有治理和恢复地貌，任由废矿和废渣堆放，严重破坏了地表景观和当地的生态环境。露天开采在矿区形成众多大大小小的露天采坑，其中小者一般深几米至十几米不等，长和宽一般为20～40m，而大者深可达数十米，长达数百米。采坑开挖边坡高度2.5～30m不等，坡度一般在60°～85°，个别地段呈近直立状态，崩塌隐患严重。地面露天开采占用和扰动地表面积规模大，弃土弃渣数量多，这又为水土流失的形成提供了基础。
3.2对土壤的影响
采矿采挖的过程最直接的影响就是对土壤的影响，矿区的土壤大部分都会遭到毁灭性的影响，此外，产生的废液、废渣、废气会污染当地土壤环境，通过对矿区土样进行分析，发现土壤矿化度、酸碱度和重金属含量明显大于周边地区，污染严重，且土质退化严重，极易造成土壤贫瘠和风沙化。通过对未退化草地、退化草地和矿区草地土壤样品的分析，表明矿区土壤的碱解氮、全氮、有机质、速效钾、速效磷、粉粒和黏粒的含量低于未退化草地和退化草地，而砂粒含量则相比偏高。其中下降最为明显的是碱解氮和全氮，仅有未退化草地的约40%，退化最不明显的是速效钾，分别为未退化草地的82%和退化草地的95%。矿区由于人工开挖表层土壤和矿渣占压地表植被，优良河谷草场破坏殆尽，砂卵砾石。有机质含量高的河谷草甸土表层土壤，经过采金冲洗以及风化、侵蚀等作用，弃渣土层中的大量粘（壤）质成分、有机质成分随之流失，其毛细作用大大降低，土壤肥力降低、土质恶化。另外，矿渣中重金属含量较高，重金属随尾矿砂进入矿区周边土壤，土壤中绝大多数金属污染物都难以溶解，其生物有效性较低，植物难以吸收利用。同时由于受到因采矿引起水土流失的影响，矿区下游草场也受到影响，导致下游草地土壤沙化，草场退化。矿区地处高寒高海拔区，生态环境脆弱，生态系统的抗干扰能力弱，植被一经破坏，自然恢复极其困难。因此，在自然状态下，露天开采对植被的破坏往往是不可逆转的，由于露天开采造成的植被破坏很难恢复到原始状态。
3.3对植被和生物多样性的影响
采矿活动破坏了地表结构和土壤水体环境，也破坏了地表的植被，使植被面积减少，矿区周围群落的结构和功能发生变化，造成生境破碎和生物多样性受损，进而影响矿区植被群落的演替和生物多样性的构成。相比未退化草地，矿区草地的单位面积物种数降低了51%，Shannon-Wiener指数降低了39%，盖度降低了46%，生物量降低了34%。
4矿区生态保护与恢复建议
目前，我国矿区的生态重建主要在采矿造成的四种破坏类型上进行，即露天采矿场、废石场（排土场）、尾矿场（包括采煤中产生的矸石山）和地下开采造成的塌陷区。不同破坏类型的生态重建方式也有一定的区别。高寒脆弱区因其独特的高原气候和特殊的自然条件，其矿山迹地的环境治理有别于一般区域的治理经验。由于矿山矿体埋藏较浅，矿山多以地面露天开采为主，极少数为地下硐采，如砂金矿、铬铁矿、铁矿、铜矿、铅锌矿等，尤以砂金矿和铬铁矿露天开采留下的矿山迹地规模最大。粗放式矿山开发遗留的大量采坑和弃土弃渣等引发了一系列严重的社会及环境问题，增加了生态恢复难度[4]。针对于矿产资源开发引起的生态环境问题提出以下建议：
4.1生态安全战略对策，实施整体保护战略，建设国家生态公园
基于生态环境地位的重要生态环境的脆弱性和生态环境问题日趋突出的综合考虑，提出对生态环境应实施整体保护和重点开发的生态安全战略，把那曲的部分地区建成具有国际影响和世界水平的我国国家级生态公园。把国家生态公园的性质、任务及其管理的体制与机制的研究纳入国家科技发展战略。
4.2加大现有自然生态系统保护的力度
在国家生态公园框架下，对现有自然生态系统特别是关键、特殊自然生态系统类型实施重点保护的对策。加大高原高寒天然草地以及江河源区水源涵养和原始林保护的力度。
4.3加强实施生态安全战略的科学研究
重点开展如下内容的研究： 在生态环境不稳定性与敏感性评价与研究基础上，开展生态安全格局、生态系统健康诊断、生态功能效益价值判断的研究；研究生态安全等级划分和生态环境变化允许值的判定；建立生态安全评价指标体系和生态安全预警系统。
4.4矿业结构调整与优化
矿业结构关系到资源的合理利用，矿业环境的有效保护，矿业的可持续发展以及不同类型矿业企业的地位与作用由于自然地理交通能源条件较差，基础设施落后，矿业开发工作起步晚，起点低，部分矿山规模过小，设备简陋，技术落后，资源浪费的现象严重，致使矿业开发成本加大，矿业开发受到严重限制因此，要积极利用市场机制，通过联合开发的办法，提高矿业开发水平，积极引进和推广先进技术和工艺方法，提高矿业开发的效益，降低矿业开发成本，提高矿业开发的科技含量，对落后的采矿技术和选冶工艺要进行限制，加快自治区矿业开发的步伐逐步清理关闭生产工艺落后资源利用水平低下以及资源保证程度不足乱采滥挖浪费资源的矿山企业，减少企业数量，提高企业质量实现从粗放到集约的转变严格禁止工艺落后破坏环境浪费资源的区外矿业企业向区内转移，确保有效保护和合理开发利用矿产资源。
4.5建立和完善法规建设，健全监督管理体系
按照社会主义市场经济的要求，针对矿山环境保护的特点，在国家出台的矿山环境保护法律法规体系和技术标准体系下，针对实际情况，完善并制定相关实施办法，努力使矿山环境保护工作走上法制化制度化规范化和科学化的轨道，如矿山地质环境恢复保证金制度就很好地遏制了矿山业主的破坏行为大力查处破坏生态和污染环境的矿山企业，突出解决群众反映强烈的区域性生态破坏问题，遏制矿产资源开发过程中生态破坏和环境污染严重的趋势，改变矿山乱挖滥采浪费资源的现状，协调好矿产资源开发与环境保护的关系，为矿业经济作为支柱产业，实现高起点、规模化、规范化发展打好基础。
参考文献
[1]范英宏，陆兆华，程建龙，周忠轩，吴钢.中国煤矿区主要生态环境问题及生态重建技术[J].生态学报，2003，10：2144-2152.
[2]武强，薛东，连会青.矿山环境评价方法综述[J].水文地质工程地质，2005，03：84-88.
篇8
关键词：政策包；环境影响评价；生态补偿；协议保护机制；企业社会责任
中图分类号：F062.1 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2011）35-0014-06
随着中国经济的迅速发展，生态和环境问题已经成为阻碍经济社会发展的瓶颈。因此，环境政策也成为专家学者争相讨论的焦点，并提出了具有代表性的环境政策概念[1，2]。但总体上而言，环境政策是指国家在环境保护方面的一切行动和做法，包括环境法规及其政策安排。近年来，我国对生态建设高度重视，并采取了一系列加强生态保护和建设的政策措施，有力地推进了我国生态状况的改善。1992年联合国环境与发展峰会后，环境问题成为各国研究的重点，同时我国也加紧了环境政策的研究与建设。目前，我国现行的环境政策主要包括环境影响评价（Evaluation of Environmental Effects/Environmental Impact Assessments，EIA）、企业社会责任 （Corporate Social Responsibility，CSR）、各项环境经济政策以及各部门的规章制度等。为解决我国不断涌现的环境问题，国家和部门陆续推出了系列配套的环境政策。
在市场经济条件下，能够产生经济刺激或经济动力的政策和措施被认为是最有效的管理环境的方法[3]。其中生态补偿机制（Ecological compensation/ Payment for Ecological Services，EPS）被西方国家证明是一种比较完善的环境激励政策。我国也在一些省份做生态补偿的示范，以期找到适合于我国的生态补偿方式，充分发挥它应有的作用。另外，最近由几个非政府组织引进的环境政策-协议保护机制 （Conservation Concession Mechanism，CCM），从各地的示范项目结果来看，也是一项关系民生的环境政策。
下面就中国现行主要环境政策的内涵和沿革进行分析和研究，并把中国正在运行并取得一定成效的和今后将会大力推广的主要环境政策统一称为环境政策包 （Integrated Policy Package，IPP），这些政策在企业运行及项目运作时相互结合，互为补充。此项目在研究阶段的环境政策主要包括四个工具：环境影响评价、协议保护机制、生态补偿和企业社会责任。日常的企业行为中，这些政策将从各个方面约束企业对环境的影响程度。企业有投资和项目计划时，首先要想到的是要做环境规划。这是对项目区域资源和环境本底清查以及今后一系列动作行为的指南，项目无论大小环境规划是必要的。环境规划有了，最重要的还是对这个规划进行评价，评价规划的实施将对这个区域环境以及经济带来什么样的影响，怎样使这些影响减到最低，又采取哪些措施解决或是避免环境问题的出现？有了这许多的环境问题，当然就必须提出解决方案。生态补偿以及企业发挥社会责任这都是行之有效的保护措施，也是一种经济激励措施，再有就是近几年提出的协议保护机制，这是一种由NGO参与保护环境以及提高居民生活水平的解决环境问题的措施。这几种环境政策可以相辅相成，面面俱到地照顾到各个阶层的利益，促进和谐社会的发展。
一、环境政策包工具的内涵
（一）环境影响评价 （Environmental Impact Assessments，EIA）
环境影响评价（简称环评）是指对拟议中的人类的重要决策和开发建设活动，可能对环境产生的物理性、化学性或生物性的作用及其造成的环境变化和对人类健康和福利的可能影响，进行系统的分析和评估，并提出减少这些影响的对策措施。环境影响评价作为一项有效的管理工具有四种最为基本的功能：判断功能、预测功能、选择功能和导向功能。
2003年9月1日《中华人民共和国环境影响评价法》正式实施，表明中国已经建立和形成了一套具有中国特色的环境影响评价管理的法律和法规体系。环境影响评价已经成为支持中国经济发展的重要手段，成为实施可持续发展的基本保证，是实现“以人为本”、促进人和自然协调发展的重要措施。此法所称环境影响评价是指对规划和建设项目实施后可能造成的环境影响进行分析、预测和评估，提出预防或者减轻不良环境影响的对策和措施，进行跟踪监测的方法与制度。
环评贯穿项目建设的整个过程，项目的决策链为战略―政策―规划―计划―项目[4，5，6]，因此环评存在于项目整个决策链中，战略环评则位于整个链条中的首位，可从源头上保护环境。战略环境影响评价（Strategy Environmental Impact Assessment SEA）简称战略环评，是对政府部门和战略性决策行为及其可供选择方案的环境影响和效应进行系统和综合性评价的过程，它先于工程项目的环境影响评价，为政府的政策、规划、计划的制定和实施及方案选择提供科学的技术支持[7，8]。由此可见，战略环评是对政府政策、规划及计划（PPP，Policy Plan & Program）的环境影响评价，所以战略环评包括我国现在要求的规划环评，还包括国外已经有的（我国未来也可能有的）政策环评和计划环评等形式。其具体内涵是指对政策、规划或计划及其替代方案可能产生的环境影响进行规范的、系统的综合评价，并把评价结果应用于负有公共责任的决策中[9]。它是针对项目环评的缺陷而提出的。
（二）生态补偿（Payment for Ecological Services，PES）
生态补偿是指，国家或社会主体之间约定对损害资源环境的行为向资源环境开发利用主体进行收费或向保护资源环境的主体提供利益补偿性措施，并将所征收的费用或补偿性措施的惠益通过约定的某种形式，转移到因资源环境开发利用或保护资源环境而自身利益受到损害的主体的过程[10]。
目前，国际上与中国生态补偿涵义接近的有生态/环境服务付费（payment for environmental/ecological services）、生态/环境服务市场（Market for environmental/ecological services）和生态/环境服务补偿（Compensation for environment/ecology ），其实质是由于土地使用者往往不能因为提供各种生态环境服务（包括水流调节、生物多样性保护和碳蓄积等）而得到补偿[11]，因此对提供这些服务缺乏积极性，通过对提供生态/环境服务的土地使用者支付费用，可以激励保护生态环境的行为[12]，该措施还可以为贫困的土地所有者提供额外的收入来源，以改善他们的生计。上述概念中使用最广泛的是生态/环境服务付费（payment for environmental/ecological services，PES）[11]。
国际上所说的“生态（环境）补偿（Ecological/environmental compensation）”主要是指：通过改善被破坏地区的生态系统状况或建立新的具有相当的生态系统功能或质量的栖息地，来补偿由于经济开发或经济建设而导致的现有的生态系统功能或质量下降或破坏，保持生态系统的稳定性[13，14，15]。这与我国生态学意义的生态补偿比较接近，国内除了“生态补偿”，还存在“生态环境补偿”、“生态效益补偿”、“生态效益价值补偿”、“生态经济补偿”等不同表达方式。李文华院士等对生态系统服务功能付费和生态效益补偿两个相关概念在内涵上存在的交叉和细微差别进行了比较，指出针对我国的情况，采用生态效益补偿概念更为贴切[11，16]。
（三）协议保护机制 （Conservation Concession Mechanism，CCM）
协议保护机制（也称特许保护）是指在平衡资源保护和经济发展，通过引入社会力量保护自然资源的一种创新机制[17]。协议保护机制由国家政府和专业的保护机构（非政府机构包括研究机构、公司、社区、或是其他相关团体）在协议的基础上建立起制度化合约关系；合约授予保护机构以保护生态为目的来管理国有土地的权利。在协议保护机制中，国家相关部门和当地的资源使用者同意保护自然生态系统，保护者或其他的投资者会按照预先协商的比例付给国家相关部门或是当地的资源使用者一定的费用。组成要素包括清晰描述保护活动的预期结果；支付给放弃使用资源的利益相关者的周期性偿付；使用保护协议履行衡量标准来监测和查证保护协议的实施[18]。
协议保护机制可加强大面积生态丰富地区的保护从而减少政府的财政和管理的负担，虽然他在多方面短期内无法决定对土地的长期利用规划，但是极具发展潜力，可保护自然资源至少不被破坏，或者将国家自然保护区周边的地区保护下来。此机制20世纪70年代在美国得到共识，现已发展到秘鲁、圭亚那、哥伦比亚、墨西哥、危地马拉、哥斯达黎加、新西兰、喀麦隆、印尼等国。
（四）企业社会责任 （corporate social responsibility，CSR）
企业社会责任指企业公民要承担对社会的责任，突出地强调利益相关者、特别是劳动者和环境保护者。
联合国《全球契约（Global Compact）》中直接鼓励和促进了“企业生产守则运动”的推行，它要求加入的企业自觉遵守涉及人权、劳工、环保、反腐败等领域的九项原则。世界银行定义CSR为，企业与关键利益相关者的关系、价值观、遵纪守法以及尊重人、社区和环境有关的政策和实践的集合，是企业为改善利益相关者的生活质量而贡献于可持续发展的一种承诺。2003年世界经济论坛认为，作为企业公民的社会责任包括四个方面：（1） 是好的公司治理和道德标准，主要包括遵守法律、现存规则以及国际标准，防范腐败贿赂，包括道德行为准则问题，以及商业原则问题。（2） 是对人的责任，主要包括员工安全计划，就业机会均等、反对歧视、薪酬公平等。（3） 是对环境的责任，主要包括维护环境质量，使用清洁能源，共同应对气候变化和保护生物多样性等。（4） 是对社会发展的广义贡献，主要指对社会和经济福利的贡献。环境政策包4个工具的内涵 （图1）。
二、环境政策包工具的沿革
（一）环境影响评价的沿革
自20世纪60年代开始，环境保护成为世界各国关注的重点领域，项目环境影响评价逐渐成为各国环境保护工作中的重要组成部分[16]。1964年，在加拿大召开的国际环境质量评价会议上，首次提出了“环境影响评价”的概念[19]。1969年，美国《国家环境政策法》提出战略环评（SEA）制度，指出“在对人类环境质量具有重大影响的每一项建议或立法建议报告和其他重大联邦行动中，均应由负责官员提供关于该行动可能产生的环境影响说明”[16，18]。70年代中期，欧美一些国家开始把环评应用扩展到规划层次；80年代初期，又将环评提高到政策层次；到80年代末，战略环评开始得到世界范围的广泛接受。加拿大在1990年以《内阁指令》的形式，要求政府各部门在战略层次考虑环境因素，进行严格的环评，并成立了专门的环境评价局[16]；欧盟各国实施战略环评[20]的方式虽有不同，但都从不同程度上确定了战略环评的地位。
我国的环评大致可以分为四个阶段[21]：第一阶段为准备阶段（1972―1979年）。1972 年联合国斯德哥尔摩环境会议之后，我国开始对“环评”制度进行探讨和研究。1973年8月在北京召开的第一次环境保护会议拉开了环境保护的序幕。
第二阶段为发展阶段（1979―1986年），1979 年9月颁布了《环境保护法（试行） 》，首次把“环评”和基本建设项目实行“三同时”作为强制性的法律制度确定下来。我国的环评事业至此也进入稳定的发展阶段。1981 年5 月颁布的《基本建设项目环境保护管理办法》对“环评”的范围、内容、程序以及管理等做了具体规定，建设项目的环境影响评价开始有章可循。1982年第二次全国环境保护会议，成立了国务院环境保护委员会，环境保护被列为国家重点工作，成立国家环保局对环境问题统筹规划和管理，促进了环境影响评价的更快发展。
第三阶段为完善阶段（1986―1990年），在国家环保局及各个部门的共同努力和关注下，环保事业日渐被提高到工作的每一个环节中，环境保护也日益的深入人心。国家各部门不断的修改、完善和颁布环境保护以及环境影响评价的相关法规条文，于1989年颁布了《中华人民共和国环境保护法（1989）》，把评价的范围从原来的基本建设项目扩大到所有对环境有影响的建设项目，并对环评内容、程序、法律责任等作了修改和补充。
第四阶段为提高阶段（1990年至今），加强了国际间的交流与合作，吸取国际先进经验与教训，提高环境影响报告书的质量和作用，评价范围从工业项目的污染为主向生态评价发展，从项目环评提升到规划环评，把对环境的影响评估扩大到流域和区域范围。2003年9月1日开始实施的《中华人民共和国环境影响评价法》中确定了战略环评的地位。该法明确要求对土地利用规划，区域、流域、海域开发规划和10类专项规划进行环境影响评价，这是对我国环境影响评价制度的重大完善。
（二）生态补偿（PES）的历史沿革
早在20世纪20年代，爱尔兰就采取分期付款的方式对私有林进行补助，这是早期生态补偿模型。直到20世纪80年代，生态补偿才在世界各国受到广泛关注，尤其是中美和南美地区已经有相关的EPS实践，主要体现在土地利用特别补助、环境调整税、水文环境服务付费、流域保护行为付费等生态补偿方式。
我国生态补偿的研究始于20世纪80年代对生态学意义上生态补偿的探讨和经济学意义上生态补偿的摸索（1992年以前）。1982年中国林业经济研究会就已开始探讨森林生态效益的形成问题，此后对森林生态效益补偿的研究只散见于各种期刊和书籍中。1987年张诚谦最早提出生态补偿的概念，到1989年中央政府才正式提出森林生态效益补偿政策 [22]。联合国环境与发展大会后，我国进入主动的基于环境损失赔偿的理论探讨阶段（1992―1998年），1992年原林业部邀请10个部位到13个省林区考察调研，提出建立生态补偿机制；1998 年7 月1 日重新修改的森林法明确规定“国家建立森林生态效益补偿基金”[23，24]。随着生态保护的加强、生态工程的实施以及保护和发展矛盾的加剧，生态补偿涵义拓展到对生态环境保护者进行补偿，进入理论和实践相结合的阶段（1998年至今），并成为国内社会各界的热点问题。
从1998年以后，我国生态补偿研究进入了理论和实践相结合的阶段，研究领域也从完善森林和矿区的生态补偿，扩展到区域生态补偿、流域生态补偿、自然保护区生态补偿、生态工程（退耕还林（草）、退田还湖、退牧还草）生态补偿等各个领域。2001年开始试行森林生态效益补偿资金的管理和使用[22]。2005年12月颁布的《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》和2006年颁布的《中华人民共和国国民经济和社会发展第十一个五年规划纲要》等关系到中国未来环境与发展方向的纲领性文件都明确提出，要尽快建立生态补偿机制。2007年8月24日，国家环保总局了《关于开展生态补偿试点工作的指导意见》，一些地方，如浙江省率先进行了试验示范，积极探索实践经验。流域生态补偿的研究也被提上日程，首先出现在北京对上游河北地区的补偿，从2006年开始北京每年将落实2 000万元帮助河北治理密云水库和官厅水库上游的水环境治理，开启了流域补偿的新篇章。①
（三）协议保护机制的历史沿革
协议保护机制原产自南美，称为“特许保护”，20世纪70年代在美国首先实施。2001年秘鲁政府将特许保护写入新出台的森林法，亚马逊保护协会（ACA）成为秘鲁政府授予特许保护权的第一家非政府组织，世界上第一个真正的“特许保护协议”保护了340 000平方公顷国有热带雨林和流域。2000年，保护国际（CI）就开始在秘鲁和圭亚那的地方上做前期准备，制定可持续发展方案，做社区联络与调研，设立社区自愿保护基金来发展社区自己设计的保护计划，以替代长期以来原木砍伐作为收入的主要来源。2002年，秘鲁和圭亚那政府分别与保护国际（美国）签订了130 000 平方公顷和200 000 平方公顷森林的保护协议。2005年，全球环境研究所（GEI）将特许保护的项目引入中国四川。为使其更适合于中国的环境市场和社区发展的研究，引入“协议保护机制”的概念[17]，而且全球环境研究所对协议保护机制的试验、示范和推广工作取得了积极效果。
（四）企业社会责任（CSR）的历史沿革
20世纪50― 70年代，企业的目标是自身的生存和利润最大化。对于企业社会责任的正式研究是由Howard R1Bowen 在1953 年出版的《商人的社会责任》一书引起的。这本书开创了现代CSR 研究的先河[25]。60 年代主要集中在CSR 的定义的研究上。70 年代关注CSR 更加具体的内涵[26]，但研究的中心已转到其他概念上，如企业社会责任响应（corporate social responsiveness） 和企业社会绩效（corporate social performance ，CSP） [25]。1976年，经济合作与发展组织（OECD）制定了《跨国公司行为准则》，这是迄今为止唯一由政府签署并承诺执行的多边、综合性跨国公司行为准则。2000 年该准则重新修订，更加强调了签署国政府在促进和执行准则方面的责任。20世纪80―90年代，企业运作开始关注环境问题，兴起于欧美发达国家企业社会责任运动，则包括环保、劳工和人权等方面的内容。20世纪90 年代至今，社会责任运动在全世界兴起。90 年代初期，许多知名品牌公司相继建立了自己的生产守则。1999年1月，在瑞士达沃斯世界经济论坛上，安南提出了要求企业家履行企业社会责任的“全球协议”，并于2000年7月在联合国总部正式启动。到2000年，全球共有246个生产守则，其中除118个是跨国公司自己制定的外，其余均是由商会、多边组织或者国际机构制定的“社会约束”性生产守则，主要分布于美、英、澳、加、德等国。
20世纪90年代，企业社会责任理论进入我国学术界视野后[26]，多数研究者对此持肯定态度，整个社会也呼唤企业对企业职工、消费者、资源环境、政府、公共设施及慈善事业承担更大的社会责任。2002年，我国社会对企业社会责任的认识虽处于萌芽状态（仲大军），但社会内部已经产生了大量的企业社会责任的要求，只是对于如何履行企业社会责任和企业社会责任是什么还不是很清楚。因此，这一时期的许多外部理论都对中国产生了影响。2004年是我国讨论企业社会责任十分活跃的一年，企业社会责任的内容被探讨的越来越深入。2006年3月10日，国家电网公司了《国家电网公司2005社会责任报告》，这是我国企业的第一份企业社会责任报告。企业社会责任运动中，我国企业虽积极从事慈善活动，但对环境保护、劳工保障及权益方面认识不足[27，28]。
三、综合环境管理的政策选择与取向
基于我国环境现状及环境管理提出的环境政策工具包，既包含了我国成熟解决环境问题的方法――环境影响评价，又包括正处于探索阶段即将成为我国治理环境问题具体措施的生态补偿、协议保护机制和企业社会责任。正如第2节所论述的，这三个机制在国外均有成功的案例，也证明了是适合于经济和社会发展的，必将在今后成为世界解决环境问题的主流形式。依据中国社会、经济和环境状况，建立适合于我国的环境政策体系是必要的，在这个政策体系中，环境影响评价、生态补偿、协议保护机制和企业社会责任是必不可少的，他们将贯穿于项目的前、中、后运作的各个环节。缺少任一个机制，项目都是不完善的，都存在着引发环境问题的隐患。环境政策工具包的形成，将构建综合调控系统[29，30]（如图2所示），有效地提高环境政策的综合效率。综合运用政策工具可以使政府、企业和公民积极合作，无论是在规范企业及个人环境行为上，还是在监督环境政策及法律的执行情况上，都会取得较好的效果。在环境政策的监督调控系统中，政府、企业、公民将是主体，他们不仅执行国家规定的环境政策，还监督环境政策的执行情况，总结分析经验教训，制定或修改相关的环境政策，使其更好的解决环境问题。
（一）政府制定环境政策的取向
尽管我国的环境法律法规逐步完善，但是大都是政策行为，对于当下多元经济社会的企业、公民和非政府组织共同参与的生态环境保护活动，并没有过多的进行环境行为的立法规范。本文政策工具的选择从三方面考虑：一是政府出于国家和社会责任方面考虑，制定法律法规约束企业及公民的环境行为，属政府行为；二是企业可以在国家法律的基础上制定适合于本公司的企业社会责任标准，即企业行为；三是政府建立第三方协议保护环境的政策或指导意见，指导第三方（即非政府组织）与企业、公民合作保护环境的行为。制定环境政策的同时，也不能忽略经济的发展，在市场机制的作用下，环境经济政策显得尤为重要，它能激励公众保护环境的意识。
人类的任何活动无可避免的都会对环境产生一定的影响，生存的环境改变了，资源减少了，会影响到赖以生存的社区居民，经济利益的获取不能以剥夺当地人的生存条件来获取，因此在项目执行的过程中，需要就项目产生的影响提出解决措施，制定相应的代替生计，以保证当地社区的生产和生活。另外，由于上游河流、湿地、森林的保护，下游居民获得了清洁的水源，使得上游居民丧失了因开发而取得的利益权利，那么下游居民就应该补偿上游因此而损失的利益。这是生态补偿的两个方面，不但能从国家内部体现出来，也能在国家与国家间体现出来，最显著的即是跨界流域的补偿问题，也是几年来国际间讨论最多的问题。虽然没有较多的成功经验加以验证，但在个别的成功案例中证明，生态补偿对于保护环境也是行之有效的。因此，我国的环境政策选择中，生态补偿也应作为关键政策提出，列入每一项工作的日程中，就像环境影响评价一样。
项目在刚刚计划时就应遵循四大步骤：第一步，环境规划是必不可少的；第二步，环境影响评价，无论大小项目都应该在做了环评后才能开工；第三步，提出生态补偿机制（或企业社会责任），实施方法等；第四步，在生态补偿机制的基础上，引入协议保护机制，在涉及到政府、企业和社区的项目中，引入非政府组织（NGO）参与管理和协调，以弥补政府、企业的精力不足和专业知识的不足。在经济快速增长的今天，经济的发展必然带来了环境问题以及资源的匮乏。据统计，2007年，我国国内生产总值年均实际增长9.8%，大大高于同期世界经济年平均增长3.0%的速度，这样大的增长给环境带来的压力就更大了，另据2007年环境状况公报显示，地表水污染形势依然严峻，七大水系总体为中度污染，近岸海域总体为轻度污染。①这不仅体现在国内生态环境变化上，也能在国外生态环境的变化上显现，例如频发的自然灾害现象。因此，企业在投资过程中应该注重环境保护，以保护中开发、开发中保护为原则，达到资源与环境的可持续利用，造福后代。
（二）协议保护机制的选择
协议保护机制（又称特许保护）是一种保护费用由第三方付给政府和当地社区，用以支付由其所保护的森林或海洋产生的生态环境效益。这是一种直接补偿方式[31]，在资金的使用、应对复杂的权属关系和组织形式方面（如土地权属模糊），优于综合保护与发展项目（ICDP）等非直接补偿方式。从传统的经济学上来说，自然资源及环境保护应由政府负责，但事实上，由于资源与环境的外部效益及融资机制以及国际经验教训，在我国采取协议保护机制来管理和保护国有土地、资源是可行的。这属于一种经济激励措施，以提高当地社区居民的生活水平为主要措施，促使社区居民不对保护区内及周边的森林、水资源和生态环境产生极大的破坏，间接的保护脆弱的生态系统。
协议保护机制能为各地资源所有者增加保护动力，可依照保护成效，每年或定期支付补偿金来实现的。它不但可以保护不便于建立保护区的土地，例如私有土地或土著人的土地，还可以提供一个以保护为目的的真正的市场机制，保护当地的生物多样性或特定的动植物，推动社会力量参与保护，扩大保护面积，激励当地社区参与保护，提高保护的有效性，探索出新的生态补偿方式[17]。因此，在实施协议保护机制中，应考虑建立起一套激励的税收和金融政策，制定相应的实施细则和指南，加强管理和控制，以鼓励和倡导私有企业的社会责任感，树立对环境友好的良好企业公民形象。
这是一种新型的保护环境的方式，在我国已经有2―3家NGO在做此机制的研究与示范。目前所知的两家NGO为全球环境研究所和大自然保护协会，均在四川省设立相关项目，但是所应用的方法不同，也都相应的取得了一定的成效。这证明了这种机制在我国是可行的，并能达到了相应的目的。希望能把此机制作为一条款加进自然保护区法中，使将来的工作有法可依、成效显著。
（三）企业社会责任的选择
政府政策中不但要有法律法规的约束，还要有激励政策，例如鼓励企业承担社会责任及环境责任。近年来，随着国际企业社会责任运动的发展，我国也积极投入到企业社会责任运动中，无论在国际的压力下，还是企业自身发展的需要，都要求我们把企业社会责任作为一项必不可少的环境政策。无论何时，企业在使用自然资源和社会资源时，都应该注意到其使用方式对环境产生的影响，积极采取应对措施解决或缓解其影响范围。这也是我们把企业社会责任选入环境政策工具包中的主因。建立企业社会责任规范，可以有效地约束企业过分强调利润目标、片面追求经济效益，而忽视甚至漠视所应承担的社会责任和环境责任，进而出现无视环保、浪费资源、污染环境的现象。同时，建立一系列的企业社会责任的监督机制、评价机制及奖惩机制等（如图3所示），促进企业关注自身的发展产生的环境问题，从而形成一种可持续的环境管理机制。
环境政策工具对企业环境改善有不同的激励程度，导致在开放经济的影响下，处于不同环境管理体制的企业竞争的优势不一。国际上，我国企业的环境竞争力明显落后于发达国家[32]，因此，要以环境保护和改善为目标制定环境政策。而环境政策工具包里的4个工具完全符合这项要求，是最利于我国企业发展及参与国际竞争的环境政策。不仅要推动企业建立社会责任和环境责任的管理部门，还要鼓励企业建立内部环境审计管理制度，加强企业对环境的关注度以及管理工作。
四、小结
为保证长远利益，切实保护生态环境，必须整合企业社会责任、环境影响评价、生态补偿机制、协议保护机制等已有的工具形成整体政策工具包，并把这些政策工具传递到国家政策层面上以及区域协议中，推动跨国企业的投资和金融部门的信贷，采用环境政策工具来规范其海内外的环境行为，促进其良性循环与发展。
1.跨国企业必须遵守国际环境保护公约和标准，并把我国的相关环境法律延伸到境外商业投资中，熟悉相关的国际协议和协定。同时，促使我国相关政府部门制定出政策工具包的概念以及相关规定，并积极与其他国家和组织开展双边会谈，以保证可持续发展及和谐社会的建设。
2.通过影响立法来指导我国海内外商业活动，在企业经济上继续有利可图的同时，确保项目建设注重环境保护和当地社区发展，维护区域生态平衡。同时，推动东道国也建立相应的法律法规，共同约束海外企业投资过程中的环境行为和社会活动。最终，升级为多边的区域协议，指导国家所有的外国投资。
3.推动战略的长期发展，结合我国民间社会团体，有效改善环境和促进社会发展。在企业“走出去”的同时，中国的民间团体也跟着“走出去”，为我国企业在海外投资中的环境行为提供技术指导，居间调节社区与企业、政府间的关系，不仅使中国企业在政策层面上得到当地政府的信任，也使其在民间社会层面上得到认可和支持。
参考文献：
[1] 夏光. 环境政策创新:环境政策的经济分析[M].北京:中国环境科学出版社，2001：58-107.
[2] 夏光. 中日环境政策比较研究[M].北京：中国环境科学出版社，2000：1-111.
[3] 马中. 环境与自然资源经济学概论（第二版）[M].北京:高等教育出版社，2006：37-48.
[4] 吴婧，姜华. 我国战略环境评价能力建设综述[J].环境评价，2006，（1b）:44-47，51.
[5] 朱坦. 战略环境评价[M].天津:南开大学出版社，2005:18-19.
[6] Zhu T，Wu J，I-Shin CHANG. Requirements for Strategic Environmental Assessment in China[J].Journal of Environmental Assessment
Policy and Management，2005，7（1）:81-97.
[7] 李文青，许明祥. 浅谈战略环境影响评价[J].电力环境保护，2002，18（1）:38-40.
[8] 程驭宇，暨仕臣，侯文斌. 战略环境评价及其应用初探[J].云南环境科学，2001，20（1）:7-9，19.
[9] 闫志刚，曹仲宏. 我国战略环境评价及其实施的重要性[J].铁道劳动安全卫生与环保，2002，29（5）:234-235.
[10] 詹佳嘉. 论生态补偿制度[J].科技信息，2006，（12）: 232-233.
[11] 杨光梅，闵庆文，李文华，等. 我国生态补偿研究中的科学问题[J].生态学报，2007，27（1）:4289-4300.
[12] 张诚谦. 论可更新资源的有偿利用[J].农业现代化研究，1987，（5）:22-24.
[13] Pedro J Moreno，Bhiksha Raj，Richard M. Stern. Data-driven environmental compensation for speech recognition[J].Speech Communication，
1998，（24）:267-285.
[14] Ruud Cuperus，Kees J. Canters，Annette a G Piepers. Ecological compensation of the impacts of a road[J]. Preliminary method for
the A50 road link （Eindhoven-oss，the Netherlands）. Ecological engineering，1996，（7）:327-349.
[15] Herzog F，Dreier S，Hofer G，et al. effect of ecological compensation areas on floristic and breeding bird diversity in Swiss agricultural
landscapes[J].Agriculture. Ecosystems and environment，2005，（108）:189-204.
[16] 苏继新，刘春博. 国外战略环评的实践与进展[J].山东环境，2002，（2）:15-16.
[17] 杜珂，付华辉，陈鸣洁. 我国引进“协议保护机制”的意义[J].中国林业，2005，（9B）:39-40.
[18] 曲格平. 从项目评价到战略评价[J].中国环保产业，2003，（1）:10-11.
[19] 桂滨，钟文香，孙绿松. 战略环评和项目环评[J].产业经济与管理，2004，（10）:16-19.
[20] 柯坚. 欧洲联盟环境与发展综合决策的政策演变与立法框架[J].世界环境，2001，（1）:17-18.
[21] 崔莉凤.环境影响评价和案例分析[M].北京：中国标准出版社，2005.
[22] 杨从明. 浅论生态补偿制度建立与原理[J].林业与社会.2005，13（1）:7-12.
[23] 陈波，支玲，刑红. 中国森林生态效益补偿研究综述[J].林业经济问题. 2007，27（10）:6-11.
[24] 秦艳红，康慕谊. 国内外生态补偿现状及其完善措施[J].自然资源学报. 2007，22（4）:558-567.
[25] Carroll，Archie B. A three - dimensional conceptual model of corporate performance[J].Academy of Management Review ，1979 ，
4 （4） : 497-505.
[26] 王新新，杨德锋. 企业社会责任研究[J].工业技术经济. 2007，26（4）:16-20.
[27] 张俊娜. 企业社会责任研究评析[J].河北企业，2007，（5）:36-37.
[28] 杨莉娟. 对中国企业社会责任的思考[J].山西财政税务专科学校学报，2007，9（2）:33-35.
[29] 洪尚群，吴晓青. 环境政策微观剖析和数理统计分析[J].城市环境，2002，（4）:42-47.
[30] 洪尚群，吴晓青，杨春明，等. 环境政策法律经济分析和程序设计[J].安全与环境学报，2002，（6）:41-43.
[31] Hansen Stein，Henirk Lindhjem and Haakon Vennemo. On Payments to Poor Stakeholders for Sustainable Use of Protected Areas，
China’s Protected Areas，Beijing: Tsinghua University Press，2004:481-486.
[32] 彭海珍，任荣明. 环境政策工具与企业竞争优势[J].中国工业经济，2003，（7）:75-82.
The environment policy tool choice under the restriction of the resources － environment in our country
TAO Wen-hui 1,KONG Ling-hong 2,ZHI Ying-biao 3,Emmy Komada 2
（1.Inner Mongolia Eerduosi vocation college,Eerduosi 017000,China;2.Global environment institute,Beijing 100062,China;
3.Life science college,Anhui university,Hefei 230039,China）
