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開篇：寫作不僅是一種記錄，更是一種創造，它讓我們能夠捕捉那些稍縱即逝的靈感，將它們永久地定格在紙上。下面是小編精心整理的12篇水環境治理綜述，希望這些內容能成為您創作過程中的良師益友，陪伴您不斷探索和進步。
松江區位于上海市西南，位于北緯31°，東經121°14′，境內北狹南闊，略呈梯形。東與閔行區、奉賢區為鄰，南、西南與金山區交界，西、北與青浦區接壤。東北距上海市中心約40公里。黃浦江三大源流在松江南部匯合，東流出境。境內河渠縱橫，池塘眾多，是典型的水網地帶。改革開放以來，松江區水質逐年惡化，嚴重影響到人民的生活環境。近年來，隨著人民生活水平的逐漸增加及對改善水環境的迫切需求，上海市及松江區對松江區內河道環境進行了一系列的綜合整治，且取得了一定的效果。本文對松江區河道2007年～2012年水質情況進行分析評價，分析近年來城市河道水質變化趨勢，探討水環境綜合整治治理效果。
一、水質資料選定及整理
（1）評價時段。選取2006年～2012年松江區河道水質作為評價時段。（2）評價河流。選取松江區定浦河、二里涇、龍興港、七仙涇、沈涇塘、泗涇塘、通波塘、葉榭塘、油墩港、紫石涇、大邱涇、月湖、茹塘、松江磚新河、建設河等作為主要監測河流。（3）評價方法。根據各河流2006年-2012年各月水質實際監測結果，將各監測點監測值通過數學平均得到一定時期松江區整體水質狀況，參照《地表水環境質量標準》（GB2002-3838）Ⅴ類水標準（主要適用于農業用水區及一般景觀要求水域）對處理后的結果進行分析及評價。（4）評價指標。評價指標主要為：DO、高錳酸鹽指數、COD、BOD5、NH3-N、TP。
二、結果分析及評價
根據松江區河道水質監測結果，將2006年～2012年河道各水質指標與《地表水環境標準》中Ⅴ類水標準繪制到圖表中進行分析對比，結果見圖1。
由圖1可知，2006年～2012年松江區水體DO、高錳酸鹽指數監測值除少數月份外均能達到地表Ⅴ類水標準。圖1高猛酸鹽指數顯示，在2006年至2012年期間，水體水質均不超過地表Ⅴ類水標準限值且監測值呈現逐年下降趨勢。
圖2顯示2006年～2012年松江區河道COD及BOD5變化趨勢，從圖中可知2006年1月～2007年7月水體COD及BOD5監測值較大且有較多月份超過地表Ⅴ類水標準限值，隨后逐漸減小，COD在20mg/L附近波動，BOD5在3mg/L附近波動，水質改善明顯，綜合治理效果顯著。
從圖3可知，2006年～2012年松江區水體氨氮及總磷逐漸減少，但減小效果較COD及BOD5差。從圖中可以將氨氮及總磷變化分為3個時段，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月全面超標階段，松江區水體氨氮及總磷均超過地表Ⅴ類水標準限值；2007年7月～2010年7月水質逐漸改善階段，松江區整體水環境逐漸變好；2010年7月～2012年12月逐漸穩定階段，松江區水環境整體呈現穩定，其中氨氮每年12月～6月超過標準限值且較為穩定，總磷已低于地表Ⅴ類水標準限值。同時分析圖1～圖3看出，2006年～2012年各年水質狀況，均顯示松江區水質在12月～7月份水質較差，且12月～4月左右水質呈現變壞趨勢，4月～7月呈現變好趨勢，其余月份相對較好。
三、結論
（1）通過2006年～2012年松江區水體水質分析，可知松江區水體水質呈現逐年變好趨勢，在監測的6個水質指標中，除氨氮外均下降至地表Ⅴ類水標準限值以下，水質改善明顯，治理效果顯著。（2）松江區河道治理雖然取得良好的效果，但河道水體中氨氮含量始終高于地表Ⅴ類水標準限值。在采用單因子評價時，將對松江區整體水質狀況產生較大的影響，故應加大力度治理氨氮超標問題。
參 考 文 獻
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關鍵詞 非點源污染；博弈論；公地悲??；排污權交易；政府監管
中圖分類號 F205文獻標識碼 A文章編號 1002-2104(2011)08-0142-05doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.08.023
自20世紀70年代以來，中國水環境形勢日益嚴峻，主要水污染物排放總量明顯超過環境容量，一些地區已經出現“有河皆干、有水皆污”的現象。2010年2月公布的第一次全國污染源普查顯示，農業污染源是水環境的一個主要破壞者，其化學耗氧量（COD）的排放明顯多于工業源，因此，如何有效控制農業非點源污染已成為當務之急。我國目前對農業非點源污染控制的研究主要側重于技術層面，而從博弈論的視角來探討這個問題還鮮見報道。
1 文獻綜述
隨著各國政府對工業和城市生活污水等污染的重視，點源污染在包括我國在內的許多國家得到了有效的控制和治理，而非點源污染，由于涉及范圍廣、控制難度大，目前已成為影響水體質量的重要污染源。非點源污染的概念是相對點源來定義的，點源污染即廢水（包括工業污染源和生活污染源產生的工業廢水和城市生活污染水）通過排水管道等途徑直接進入受納水體引起的污染［1］，具有易于識別和治理的特點。非點源污染是指在降雨徑流的沖刷和淋容作用下，大氣、地面和土壤中的溶解性或固體污染物質（如大氣懸浮物，城市垃圾，農田、土壤中的化肥、農藥、重金屬，以及其他有毒、有害物質等）進入江河、湖泊、水庫和海洋等水體而造成的水環境污染［2］。廣義上，非點源污染包括城市非點源和農業非點源污染；狹義上，專指農業非點源污染。本文主要討論農業生產行為中，因不合理利用土地、盲目使用化肥農藥以及畜禽養殖超標排污等行為而導致的水環境污染，故采用狹義的概念。
早在上世紀60年代國外學者就開始了對非點源污染問題的研究，逐步探索非點源污染物在地表、地下水體中的負荷及影響［3］。另外，國外在農業非點源污染控制的政策研究方面，運用經濟學模型進行微觀分析的研究成果也較多，其中有許多在實踐中已得到了成功的實施，例如美國《聯邦水污染控制法》倡導以土地利用方式合理化為基礎的“最佳管理措施”（Best Management Practices， BMPs）；奧地利政府為促進農業生產中合理、有效地施肥，從1986年開始征收化肥費；美國科羅拉多州Dillon水庫磷污染治理的過程中，應用了點源與非點源污染交易計劃［4］等等。
我國非點源污染研究始于80年代，研究內容主要涉及非點源污染負荷模型的計算與評價、污染削減控制技術、GIS模擬研究等方面［5］?；诖罅康暮恿?、湖泊、水庫富營養化調查和水質規劃資料，科研人員經過20多年的研究，已經在控制農業非點源污染的技術上取得了很多成果，如測土配方施肥技術、生態攔截技術、畜禽養殖中的干濕分離技術等等［6］。
但實際從上世紀90年代末，學者們才開始關注非點源污染的政策研究，例如操家順等提出點源與非點源排污交易政策，即允許用非點源控制方法代替點源的進一步控制［7］；張巍、王學軍等對非點源與點源之間的排污交易進行了多層次的分析［8-9］，如利用概率約束模型，在環境目標的約束下，探討點源與非點源排污交易等經濟激勵政策；王曉燕、曹利平從正外部的補貼、對減少負外部的補貼及產品價格補貼等方面，對補貼對象、資金來源和補貼額度等方面進行探討［10］；另外，中國環境與發展國家合作委員會（簡稱國合會：CCICED）于2004年完成的《控制中國農業面源污染的政策建議》從政策角度較為詳細的對非點源污染控制、治理進行了指導。
基于前人的研究，本文著重以博弈論的視角分析非點源污染控制及監管。文章第二部分分析了“公敵悲劇”現象下的非點源污染制造者之間的博弈格局，提出以“集體表現”形式作為管理非點源污染的前提假設。第三部分的市場交易模型，是基于總量控制下的成本最優化分析，進一步驗證單純依靠點源治理來達到一定環境目標，其效率遠低于通過市場的排污權交易。自然資源與環境價值評估是當前環境經濟學的研究熱點［11-12］，其源于資源、環境的稀缺性以及對人的有用性，文章第四部分的政府監督博弈模型，將環境的評估價值作為非點源制造者在行為決策時的一個重要因素，同時結合環境治理中的獎懲機制分析對非點源污染控制的影響，這在運用博弈理論分析環境問題的研究中還很少涉及。
張蔚文等：基于博弈論的非點源污染控制模型探討
中國人口•資源與環境 2011年 第8期2 非點源制造者的博弈格局
Garrett Hardin在公地悲劇［13］中設置了這樣一個場景：一群牧民一同在一塊公共草場放牧。一個牧民想多養一只羊增加個人收益，雖然他明知草場上羊的數量已經太多了，再增加羊的數目，將使草場的質量下降。牧民將如何取舍？如果每人都從自己私利出發，肯定會選擇多養羊獲取收益，因為草場退化的代價由大家負擔。每一位牧民都如此思考，“公地悲劇”就上演了――草場持續退化，直至無法養羊，最終導致所有牧民破產。
假設市場上只有A、B兩個非點源污染制造者，存在完全信息靜態博弈，雙方都自覺“治污”時的成本分別為CA、CB，雙方都選擇“不治污”時的成本為0，不考慮排污者對環境的評估價值，由于治污成本必定大于0，則存在CA>0，CB>0。構造收益矩陣如表1所示，最終得到唯一納什均衡的解為（0，0），策略組合為（不治污，不治污）。另外，相對于點源污染，非點源的發生具有隨機性、間歇性、復雜性等特點［14］，諸多的不確定性使得個體對污染的貢獻度難以辨別，因此，非點源污染的制造者之間以及與監管者之間存在嚴重的信息不對稱性。這種情況下，博弈各方在生產行為中更容易出現“多放羊”的局面。由此，推廣至多方污染排放者博弈，水環境資源具有公共品性質，各參與者為了私利，致使水環境負荷超出了自我凈化的能力，水環境嚴重惡化。
以太湖為例，近年來，太湖流域經濟快速發展、人口大量聚集，污染物排放量不斷增加，流域內主要河道和湖區的水質遭到嚴重破壞，水體富營養化問題突出，“公地悲劇”現象凸現。從已有研究來看，太湖流域針對點源污染治理的“零點行動”未能使水環境污染狀況得到明顯改善，其中非點源污染的貢獻就是影響水質改善的重要因素之一［15］；李恒鵬等采用遙感與GIS方法，對占太湖入湖水量50%的浙西水利分區農業面源污染進行估算，分析得出非點源污染在太湖流域地面水環境污染中占有相當大的份額［16］。
從國內運用博弈理論分析水環境污染問題的研究來看，大多數文獻并沒有將點源與非點源污染對環境破壞的異質性區分開來，涉及非點源污染的文獻少之又少。本文針對非點源發生的特點以及排污者個體貢獻度問題，假設從集體表現的角度去設計政策，建立一個在集體監督和執行基礎之上的環境稅或補貼機制［17-18］。通過集體監督執行的制度安排來解決集體道德風險問題，其基本思想就是：僅僅觀察排水處的污染情況，當非點源污染對總污染的削減量達到一定標準時，集體里的每一個人都可以得到補貼；如果排污削減達不到標準時，每個人將被課以罰金或稅收，金額等于治理超出標準外污染物的成本。這樣，將人的個體努力與總的污染控制產出目標相聯系，就可以將非點源污染的控制等同于點源污染的控制，不同的是，非點源治理的責任由集體中所有人共同承擔。這一假設正是本文以下兩個模型展開、分析的基礎，對于市場博弈模型中的點源與非點源之間的排污權交易，該假設側重于集體監督和執行的概念，即制造點源污染的企業與農業非點源制造的集體之間進行交易，由于我國農村土地的集體所有制性質，在一定程度上也驗證了該假設的準確性；而對于政府監督博弈模型，該假設更側重于集體監督和執行基礎之上的獎懲機制。
3 非點源污染控制的市場博弈模型
在傳統的水環境污染治理中，農業生產活動所帶來的污染一直被忽略，點源（企業）要完成所有的污染物削減目標。但受污水處理技術、相關設備成本和企業自身規模的限制，點源污染削減空間有一定的限度，達到一定程度時，提高環境目標，其邊際削減成本也會急速增大，這會影響到企業自身的發展。隨著非點源受到越來越多的關注和研究，非點源污染在控制技術和可行性研究上已趨于成熟，并且削減成本在一定范圍內也低于點源污染削減成本，日本琵琶湖治理過程證明，削減非點源磷的費用僅為點源治理的1/6［19］。
排污權交易，即先在指定區域內，設定污染物削減總量不低于一定量Q0，該區域內部各污染源之間（包括點源-點源、點源-非點源、非點源-非點源）可以通過購買方式相互交換排污權指標，排污指標的初始分配有無償、有償兩種方式。一般來說，當總體污染水平不變而邊際削減成本存在異質性、減污難易程度不同時，基于市場的機制將比其他工具更為有效。假設總削減目標既定，以總削減成本最小為目標，不考慮雙方交易費用，彼此的邊際削減成本是透明的，如圖1所示，反映的是非點源邊際污染削減成本總是小于點源時的排污交易效率。
Q0≤Qn+Qp其中Q0為削減排污量目標，Qn、Qp分別為非點源削減排污量和點源削減排污量。圖1中，傳統治污模式下的Q0完全由點源污染承擔，總的排污削減成本為ODQ0區域，由于點源與非點源削減成本的異質性，非點源相對點源有削減成本的優勢，在污染削減總量既定的條件下，市場上排污雙方有交易的可能，兩者要達成均衡條件為：Qn+Qp=Q0
trading and the traditional mode削減成本與非點源邊際削減成本相等，同時兩者的排污削減量為Q0，此時達到成本最優。點源和非點源削減成本分別為OBQp、OCQn區域，由于參與者雙方成本函數相差很大，因此相對于點源完全承擔削減總量的成本，交易后的削減總成本明顯下降。
4 非點源控制的政府監督博弈模型
水資源擁有公共物品的性質，必須有政府的干預才可能提高效率。在非點源污染治理過程中，政府和非點源排污集體構成排污博弈事件中的兩個參與人。政府為維護自身聲譽設法控制水污染的形勢，排污者因考慮自身生產成本缺少治污的經濟動力。假設政府監督管理成本為m，因采取非點源污染監管所獲得的聲譽增加值為r，相反若政府不采取對污染的控制監管措施則聲譽值降低r；非點源污染排放達標時的治理成本為c，同時若非點源污染削減總量高于合約規定的額度時，非點源排污集體還可以得到由政府給予的環境治理補貼，金額為s，相反，若非點源排污量超標，該集體應受到治理不當的懲罰，需繳納t數額的罰金，即環境稅。另外，考慮到水資源對公眾（包括非點源污染制造者）的環境價值，設水環境評估價值為e，即超標排放會導致水環境的價值損失e，但由于環境價值評估的主觀性，當環境狀況改善時，公眾不能立刻作出新的評估，因此排污達標時不考慮環境價值的增加值。
對支付矩陣分析可知，該博弈圖不存在純策略的納什均衡，現在從定義出發求混合策略的納什均衡解。設非點源集體排污超標的概率為x，達標的概率為（1-x）；政府監管的概率為y，不監管的概率為（1-y），x，y分別滿足0x1，0y1。
非點源排污者的期望效用函數為：
當y＜(c-e)/(t+s)時，U/x＞0，即當政府選擇監管的概率小于一定值時，其期望效用與超標排放概率成正向關系，非點源制造者傾向于選擇超標排放；相反地，當y＞(c-e)/(t+s)時，U/x＜0，非點源排污者更傾向于選擇治理污染，達標排放；當y=(c-e)/(t+s)，排污者對排污與否持無所謂態度。
對y進行分析，y/c＞0，即政府對水環境的監管概率與非點源治污的成本呈正相關關系，即非點源污染的治理成本越高，排污者基于內在經濟動力越傾向于超標排污，此時，政府也越傾向于采取監管措施；另外，分析結果還有y/e＜0，y/t＜0,y/s＜0,從這三個式子可以看到，政府對水環境監管概率與水環境的評估價值、超標排污的罰金（環境稅）以及環境補貼的金額呈負相關。水環境的價值評估可以通過調查非點源排放者的支付意愿來獲得，在此，非點源排污者對環境評估的價值越高，政府傾向于降低監管的概率；若非點源污染排放超標時，政府對排污集體征收的環境稅罰金t金額越高，處罰力度的越大，政府監管的概率越低；若非點源排污集體積極治理污染，使得排放達標，獲得相應的補貼金額s越高，政府也會降低監管的概率。
政府的期望效用函數為：
對y求偏導得，V/y=x(t+s+r)-(m+s-r)，令其偏導等于0，即有：x=(m+s-r)/(t+s+r)。
當x＜(m+s-r)/(t+s+r)時，V/y＜0，政府部門對水環境傾向于不監管；當x＞(m+s-r)/(t+s+r)時，V/y＞0，政府部門針對水環境的污染傾向于采取監管措施；當x=(m+s-r)/(t+s+r)時，政府對是否采取監管措施持無所謂態度。
對x進行分析，x/m＞0，即非點源排污集體超標排污的概率與政府部門監管成本呈正相關關系，政府部門為保護水環境而采取的監管、監測成本越高，則非點源排污集體超標排污的概率越大；另外，對x的分析結果還有x/t＜0，x/r＜0,從這兩個式子可以看出，排污者超標排污的概率與超標排污罰金的金額t以及政府的聲譽變動值r呈負相關，即政府部門對超標排放的懲罰金額越高，排污者超標排放的概率越低；如果政府因不采取監管措施（或采取監管措施）而失去（增加）公眾對政府的信任，政府部門聲譽變動值r越大，排污者越傾向于降低超標排污的概率。由于x/s=(t-m+2r)/(t+s+r)2，其正負號由超標排污的罰金t，政府監管成本m及政府聲譽變動值r共同決定，在此不作詳細的討論。
5 結 論
本文從著名的公地悲劇現象出發，分析了非點源污染制造者之間的博弈格局，提出以“集體表現”的形式對非點源污染進行管理和控制，該假設也是市場及政府監督模型的前提條件。在市場博弈中，非點源污染在削減成本上具有相對優勢，加之點源污染治理受治污技術、成本的限制，假定排污削減目標一定的情況下，以成本最優的原則進行點源-非點源排污權交易是可行且有效率的；政府監管模型下的混合博弈結果顯示，合理的環境補貼和懲罰機制能夠保證政府監管的有效性，政府對自身聲譽及公眾形象的重視及維護也會降低非點源污染發生的概率，從非點源污染制造者的角度，公眾對自然資源與環境價值的認可，非點源制造者超標排放的概率也會降低。
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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）
關鍵詞：低碳經濟；環境成本；核算
低碳經濟是指在盡量減少石油、煤炭等高碳能源消耗的基礎上，以降低溫室氣體排放為目標，通過技術改造、產業轉型、開發新能源、制度創新等手段，達到生態環境保護和社會經濟可持續發展的一種經濟發展形態。長期以來，我國能源消費以煤為主的能源消費結構，一方面降低了企業的能源消費成本，增加了企業利潤；另一方面導致了嚴重的污染問題，增加了溫室氣體的排放，環境犧牲所帶來的侵略式發展不能促使經濟的可持續發展。與此同時，我國在能源日益短缺和污染環境問題日益突出的今天，自然資源利用和可持續發展的矛盾日益突出，發展低碳經濟已成為企業未來生存和發展的不二選擇。通過大力推進低碳經濟發展理念，促進企業可持續發展，從而達到經濟和環境取得雙贏。企業運用低碳經濟的發展能產生新的利潤增長，低碳經濟發展和全信息技術革命一樣，成為全世界經濟發展的新動力。企業會計核算作為信息處理和經濟管理的手段，也必然受到低碳經濟活動的影響，低碳經濟在促進企業經濟發展的同時，也在改變著傳統經濟核算的理論和方式。從1971年經濟學家比蒙斯撰寫文章《控制污染的社會成本轉換研究》，1973年馬林撰寫的文章《污染的會計問題》開始，標志著環境會計從現實關注到理論研究，是環境會計的開端。企業在產品成本核算中將環境成本作為產品成本構成的一部分進行核算，使得企業核算成本的真實性、完整性。企業環境會計的發展促進了低碳經濟理論在企業的實現，低碳經濟的理論促進了環境會計的發展，也完善了會計體系的新發展，使環境成為會計的一個重要分支。
1企業環境會計建立意義
1．1企業環境會計建立是企業內部管理的需要
企業與環境有關的活動在相當大的程度上會改變企業的經營成果和財務風險，環境報告就成為企業管理進行決策分析必不可少的依據。在現有產品成本的核算中，企業很少考慮環境問題帶來的影響。從企業內部管理角度來講，環境會計的建立可以使企業管理者更準確地掌握企業的財務狀況和經營成果，做出更科學的決策。
1．2企業外部使用者對企業環境會計信息有強烈的需求
政府職能部門、投資者、消費者、社會公眾、債權人等企業外部信息使用者對企業環境會計信息有著強烈的需求。伴隨著環境問題的日益突出和社會各方面環境意識的加強的今天，環境問題對企業外部信息使用者的經濟利益的影響越來越大。政府職能部門需要根據企業的環境報告來評價企業對環境的污染和在環境方面的成本；投資者基于自身投資的收益性和安全性的考慮，十分關心對環境帶給企業經營成果和未來財務收益的影響，以便對可能的環境風險做出評價。社會公眾和消費者希望通過種種手段促進環境的改進和治理。
1．3建立環境會計是增強企業適應國際競爭力的需要
隨著我國與世界各國廣泛深入的經濟合作，將來會有更多的外資企業到我國投資，我國到國外投資的企業也將越來越多。建立環境會計，進一步與國際會計接軌，是適應國際經濟一體化帶來的國際會計一體化。通過把環境因素納入會計核算范圍，就會迫使企業進行必要的技術改造，努力生產具有國際標準化產品，提高產品競爭力，在國際貿易中競爭中取勝。
2傳統會計與環境會計之比較
2．1兩者在核算和內容上存在差異
環境會計作為企業會計的一個分支，在會計的基本原理和方法上與傳統會計相似。傳統會計很少涉及環境方面的內容，僅在管理費用中設立排污費、綠化費等少量明細項目，將繳納的各種環境污染罰金、賠償金等包括在營業外支出的明細項目中。表現在：沒有將環境資源確認為資產，負債要素中沒有反映企業應承擔的環保責任，沒有將環境資產確認為所有者權益，沒有確認環境收入和費用以及環境利潤。傳統會計以貨幣計量作為會計的本質特征，只確認能夠計量、且通用貨幣計量和貨幣交換的東西，并沒將整個社會生產、消費和相應的生態循環價值反映出來，因而會計核算對象及內容具有一定的不完整性。
2．2傳統會計主體忽視環境效益和社會效益
企業利益是傳統會計體系的核心，只計量企業直接的生產耗費和能為企業擁有的所得，從會計主體的資金循環出發，將其耗損的資源和對環境的負面影響排除在核算體系之外。為了追求企業經濟利益最大化，企業的管理者在決策時就有意識減少開支和增加產出的措施，如對廢棄物不進行處理就直接排放出去，以減少企業的成本，企業將自己的責任轉嫁給社會。同時，企業收益的虛增，間接上鼓勵了企業以犧牲環境為代價謀取當前的經濟收益。2．3狹義的傳統會計成本循環理論不符合低碳經濟發展理念1987年以挪威首相布倫特蘭為首的世界環境與發展委員會在《我們共同的未來》報告中提出了可持續發展的定義?？沙掷m發展的思想得到了廣泛的接受和認可，可持續發展的定義，成為1992年聯合國環境與發展大會上的共識。低碳經濟發展理念更多關注企業可持續發展，傳統會計成本理論是基于企業本身來處置成本補償，只對已發生的成本進行補償，是狹義循環成本概念。狹義循環成本理論將自然界的物質，如水、空氣等視為沒有價值的資產，既而將自然資源看成是無償的而排除在循環成本之外，不考慮以對環境因素進行會計核算，沒有對自然資源進行補償，不符合低碳經濟發展理念。
3企業環境會計核算要素
3．1環境資產的概念與分類、計量
環境資產是指因資產的確認標準而被資本化的環境成本環境資產按范圍分為狹義環境資產和廣義環境資產，狹義環境資產是指所有權或控制權屬于特定會計主體的環境活動有關的資源。廣義的環境資產包括狹義環境資產外，還包括所有的環境資源和自然資源，如森林資源、水資源、天然礦藏等。環境資產的計量是量化環境資產結果的過程，即以環境資產確認為基礎，按照一定的方法和程序，對環境資產的金額與數量進行的確認、計算和認定的過程。環境資產計量的方法有現行成本法、歷史成本法、可變現凈值法、現行市價法、未來現金流量現值法。環境資產可進一步分為資源性環境資產和非資源性環境資產兩類。非資源性資產包括環境保護和環境治理專利與專有技術、污染治理設備和排污許可證。資源性資產通常指自然資源，企業一般不擁有資源性資產的所有權，只擁有其使用權或開采權。
3．2環境負債的概念與分類、計量
美國注冊會計師協會認為：環境負債是為凈化環境而形成的負債。包括為凈化環境而直接發生的負債和為凈化環境而預測發生的各種支出。按是否賠償可以劃分為確定環境負債和或有環境負債；按是否用貨幣計量可以劃分為貨幣性環境負債和非貨幣環境負債；按照環境負債的存在形式可以劃分為環境賠償負債、環境修復負債和環境罰款負債。環境負債的計量包括破壞環境的罰款義務形成的負債、符合性義務形成負債的計量、環境修復義務形成的負債、破壞環境的賠償義務形成的負債?；蛴协h境負債的計量包括確認并預計或有負債、確認但不預計或有負債。
3．3環境權益的概念與分類、計量
環境權益的概念是指環境資源所有者或使用者在企業環境資產中享有的經濟利益，其金額等于環境資產減去環境負債后的余額。按形成權益來源不同環境權益的分類劃分為環境留存收益、環保基金和資源資本。資源資本的計量有兩種情況：一是資源性資產的取得成本遠遠低于價值時按該項資產的價值與取得成本的差額計量；二是企業零成本取得資源性資產的開采權或使用權時，應按資源性資產的計量方法計量。
3．4環境收益的概念與分類、計量
在一定時期內企業進行環境保護和環境治理所形成的經濟利益的流入，是采取環境保護措施所得到的經濟利益減去環境支出的結果。按取得收益的方式劃分為隱性環境收益和顯性環境收益；按具體內容可劃分為環境保護和環境治理的附加收益、廢棄物的回收再利用利益、排污權轉讓收益、資源節約而引起的成本降低、其他收益等。環境收益的計量分為顯性環境收益的計量，通過簽訂銷售合同或銷售協議取得收入，并通過收入與費用配比的原則予以計量，包括廢棄物處理收入、排污權交易收入、附帶產品收入等，分別減去排污權購買成本、附帶產品成本、廢棄物處理費用等，計算求和。隱性環境收益的計量包括環境保護和環境治理帶來的產品附加價值計量、節約能源和資源耗費產生的成本降低的計量。
3．5環境費用的概念與分類、計量
企業因預防和治理環境污染已消耗環境資產價值和發生的各種費用和，以及由此而承擔的各種損失，是企業環境活動中所發生的經濟利益流出。按照經濟用途劃分，可分為環境污染治理費用、環境污染預防費用、廢棄物回收利用費用、環境賠償費用；按經濟內容劃分，可分為資源消耗費用、環境補償費用、環境保護費用的計量。環境費用的計量是對環境費用確認的結果予以量化的過程，遵循非歷史成本計量和歷史成本計量。歷史成本計量包括環境污染治理費用的計量、環境污染預防費用的計量、廢棄物再利用的計量、環境損失費用。非歷史成本法計量主要用于環境損失的預計。
作者:馮軍 單位:武漢商學院
參考文獻：
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關鍵詞：生態浮床；發展歷程；作用機理；去除效果
中圖分類號：X703
文獻標識碼：A文章編號：16749944（2017）8006502
1引言
水體富營養化現在已經成為全球性的水環境污染問題，現如今中國水流域污染是由水體中的氮元素和磷元素的含量太高而造成的，而氮元素和磷元素卻是植物生長發育所必要的營養元素[1，2]。生態浮床是用能夠漂浮的材質為載體，把水生植物和陸生植物放到載體上種植，這樣就相當于把植物移栽到水體之中，而這樣水中的氮元素、磷元素和有機污染物被水中移栽的植物的根部所吸收，從而達到凈化河流的作用[3]。通過這種生物凈化河流的方法，可以去除水體中的氮元素和磷元素，達到凈化水質的目的[4，5]。
2人工浮床的發展歷程
生態浮床的發展歷程主要經歷了四個階段，第一個階段是20世紀初，生態浮床技術開始興起并被用作鳥類棲息地和魚類的產卵場所；第二個階段是20世紀80年代，德國學者設計出了現代的生態浮床，并首次將其應用于凈化污染水體；第三個階段是1988年，在德國，美國德裔植物學家發表的論文中概括了生態浮島的六大功能；第四個階段是20世紀90年代，我國首次引進生態浮床技術治理城區污染河道。通過對文獻與專利的分析，從兩個方面可以看出一些規律：從生態浮床CNKI文獻數量年度變化可以看出，從2001年開始有生態浮床的相關研究，但數量不多，從2007年開始研究數量迅速增長，并且越來越多；從生態浮床專利數量年度變化可以看出，專利數量體現了技術的應用情況，2006年之前也并沒有相關應用，2006～2009年維持在較少的水平，從2010年開始生態浮床的應用逐漸成為熱點。
3生態浮床的分類
人工浮床主要分為干式浮床和濕式浮床。所謂的干式浮床是指在浮床中生長的植物與治理的水面沒有直接接觸，對于水面污染的凈化沒有用處，主要是作為景觀而栽培的。而濕式浮床是與水面直接接觸，對水質的凈化效果較好。
生態浮床類型多種多樣，通常按其功能主要分為消浪形、水質凈化性和提供棲息地型三類。浮床的外觀形狀有正方形、三角形、長方形、圓形等多種。其最大的優點就是直接利用水體水面面積，不另外占地。
4生態浮床存在的問題及解決方法
現如今生態浮床也存在著一些問題，經過這么長時間研究，國內和國外在生態浮床方面的科研取得了很大進步，技術能力方面提高了很多，然而這其實還是僅僅停留在實驗室的試驗和研究狀態，還有很多問題需要解決，還有很多不足需要完善。首先，現在研究出的生態浮床還不能夠進行標準化的推廣。不同的水流域，其富營養化程度不相同，其他的物理條件和因素也都各不相同，需要對特定的物理情況和環境因素制定相匹配的浮床和浮床上的移栽植物[6]，其次，現在的生態浮島需要人工進行操作，很難進行機械化的維護和處理。因為生態浮床漂浮在水面上，所以每天的維護和清理工作都需要在水上完成日常的管理，這就導致在小型的試驗基地進行處理還行，當在大面積的水流域上，人工是很難進行及時操作的。再次，現有的生態浮島制作施工周期長，從目前來看多數的生態浮島都是采用現場制作及現場種植的模式，大面積制作施工周期較長。還有是現在的生態浮島很難度過冬天。生態浮島上的植物大多數不能過冬，尤其在冬季天氣較冷的北方地區植物需要在第二年春天重新種植。最后，當前國內和國外對生態浮床的使用都還停留在小型化上面，對小范圍的水流域還行，但是當對大范圍的水流域使用時，很難對其進行生態修復。
面對生態浮床存在的這些問題，利用無土草坪的各種優點制作生態浮床已取得了很好的效果，解決了目前國內外生態浮床制作技術存在的諸多問題，無土草坪生態浮島采用禾本科草建成，禾本科草是一類根系發達、適應性強的多年生植物，具有凈化富營養化水體的潛在優勢，它能抵抗極端大風、大雨及大浪并能達到在不同的水流、溫度、富營養化水平等情況下使用。由于無土草坪生態景觀浮島特殊的結構及方便的管理可以用它能制成超大面積的浮島。無土草坪在地面使用時既怕干旱又怕缺肥，但是無土草坪生態景觀浮島漂浮在富營養化水面上也就沒有這些問題了。用禾本科無土草坪制成的生態景觀浮島能對較大的河湖修復富營養化提供一條有效的新途徑。
5生態浮床的優越性
生態浮床技術較其他水體修復技術有明顯的優越性，充分利用我國廣闊的水域面積，將景觀設計與水體修復相結合；可選作的浮床植物的種類較多，載體材料來源廣，成本低，多用抗氧化材質，具有無污染、耐腐蝕、經久耐用的特點；浮床的浮體結構新穎，形狀變化多樣，易于制作和搬運，不受水位限制，不會造成河道淤積；生態浮床管理方便，只需要定期清理維護，極大程度上減少了人工資源，降低了維護成本和設備的運行費保養費。
6生態浮床組成、機理及影響因素
生態浮床是由浮床框體、浮床床體、浮床基質、浮床植物構成。浮床框體一般是用PVC管、不銹鋼管、木材、毛竹等作為框架。浮床床體是植物栽種的支撐物，同時是整個浮床浮力的主要提供者。生態浮床作用機理分為以下7個方面，大型水生植物在生長過程中分泌出來的化感類物質對藻類物質、病毒類成分具有一定的抑制滅活作用；大型水生植物通過光合作用產生氧氣，并通過植物組織傳輸到植物根系，并分泌到待修復水體中，防止水體缺氧而導致魚類死亡、水生生物滅跡和水體黑臭；大型水生植物巨大而茂盛的枝葉可以遮擋太陽光，可使藻類無陽光而死亡；人工生態浮床因為根系豐富的氧氣、相對充足的養分和定的環境，是水體生物棲息、產卵、繁殖的場所，在一定程度上強化了水體自凈能力；大型水生植物的根系具有巨大的比表面積，起到生物膜載體的作用，對懸浮物質進行吸附，根系還富集水體中的重金屬元素和有機污染物，植物生長成熟之后，將植物搬離水體，使水體中的污染物大幅度減少；水生植物根系發達，與水體接觸面積大，可以截留水體中的大顆粒污染物質，在其表面進行吸附、沉降等；同時，通過大氣復氧及植物光合作用輸送氧氣至植物根部，供植物呼吸作用及根際區微生物的生長繁殖，還可在根部形成厭氧-好氧區，有利于反硝化細菌-硝化細菌的生長，從而加速脫氮過程。
生態浮床的影響因素包括：植物種類、溫度、處理時間、覆蓋率、初始濃度。不同種類生態浮床植物因生理特性不同，導致其對水體污染物的凈化效果差異較大，因此，選擇合適的生態浮床植物是影響水體凈化效果的關鍵因素之一，溫度是浮床植物生長和繁殖的必要條件。植物在不同溫度下生長速度有差異，在最適溫度時植物生長旺盛，對污染水體的處理效果比較明顯；而溫度過高或過低，會抑制植物的生長，從而影響其對污染水體的處理效果。生態浮床上的植物對污染水體的凈化效果與污水處理的時間有著緊密的聯系[7]。如黃菖蒲、美人蕉、西伯利亞鳶尾浮床對污水中氮元素和磷元素的凈化效果隨時間的增長而增加[8]。生態浮床上的浮床植物對水體污染物的凈化效率與浮床的覆蓋度直接相關，覆蓋度增加，凈化效率相應提高。水體污染物的初始濃度也是影響浮床植物凈化效果的重要因素之一，在致死閾值內，水體污染物的濃度越大，浮床植物對污染物的吸收能力越強[9～11]。
7展望
生態浮島技術作為一種新興的水體處理技術，雖然還存在著不足的地方，但相比于傳統的污水處理方法，生態浮島技術具有前所未有的優勢，并且隨著技術的不斷完善，這些現存的缺點將會慢慢得到改善，當今，河流污染的程度很嚴重，對人體的健康狀況造成了很大的影響。生態浮床現如今已經成為一種處理水體污染的新興方法，能夠對河流的水質狀態進行凈化，改善河流生態環境。使用生態浮床治理污染水體，能夠通過植物根部吸收，有效的去除水體中的有機污染物，吸收水體中的氮元素和磷元素，解決水體的富營養化問題。生態浮床在水體中可以提供良好的生長環境給水生生物，因為本身所占的面積很小，所以需要花費的成本很低，能源消耗量很少，由于其凈化機理不復雜，工藝的流程簡單，很容易被推廣，因此生態浮床在未來會有很光明的前景[12]。
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關鍵詞：生態清淤；生態脫水；水基；一站式；成套裝備
中圖分類號：TU991文獻標志碼：A文章編號：
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.
隨著經濟的高速發展，人們越來越關注自身的生存環境。水是一個城市的靈魂，城鎮化的大力推進，水污染卻日趨嚴重，鄉村河道急需疏浚，城鎮河湖急需清淤，水環境治理是環境綜合整治的重要一環。河湖清淤更是一個系統工程，需綜合考慮技術、經濟、生態等因素，選擇合適的清淤、脫水設備、以及處理方式并進行科學決策。
1生態清淤
生態清淤又稱環保清淤。是為改善水質和水生態環境而進行的清淤，目的是減少二次污染，不同于為改善航行和排澇行洪條件而進行的疏浚。它與工程疏浚主要存在以下幾個方面的不同（見表1）：
表1生態清淤與工程疏浚差異對照
名稱清理目的清理對象清理設備底泥處理處理成本環境影響
生態清淤清除河、湖等水體中的污染底泥并為生態系統恢復創造條件河湖淤泥、浮泥旋挖式清淤機（船）、環保絞吸式挖泥船、生態清淤吸頭、多功能清淤機等干化處理、農田洼地填埋、增加添加物作為建筑材料處理相對較高經處理后二次污染較小
工程疏浚疏通航道、增大湖泊庫容、擴建港口等大江大河的水下沉積物、按設計要求開挖的原狀土絞吸式挖泥船、斗輪式挖泥船、鏈斗船、耙吸船、抓斗船等吹填、造岸、通過泥駁送入江海深處相對較低一般不經處理，對環境影響較大
城鎮河湖生態治理工作已由點到面的逐漸鋪開，如無錫太湖、昆明滇池、揚州瘦西湖、金華長湖等都屬于生態清淤的范疇；這些工程的實施都給我們提供了較好的理論與實踐基礎。但像上海龍華港、蘇州內城河這些兩岸高樓林立、居民眾多的地方，不要說淤泥堆場，就連個小小的脫水站也沒有擺放的地方。如何做到施工不擾民，減少投訴率；如何解決場地問題；如何提高清淤效率、降低施工成本，下面將從清淤脫水設備、機具、施工工藝的選擇幾方面作出闡述。
2生態清淤機具的選擇
生態清淤的對象是河湖底部的淤泥，包括沉積在淤積物表層的懸浮、半懸浮狀的絮狀膠體等；并要求精確清除，不能超挖，為后續生物修復技術創造必要的生態環境條件；較小范圍內的擴散，或擴散距離不大于5 m[1]。因而，像抓斗清淤船機具下水時不但會擾動浮泥，向四處逃逸，還會造成嚴重的超挖、漏挖，在生態清淤工程已逐漸被淘汰?，F在常用的設備是環保絞吸式挖泥船，還有國內在近年來研制成功的專業生態清於設備旋挖式清淤機（船）， 該產品逐漸在相關工程中運用，如在杭州勝利河上展示身手。
2.1環保絞吸式挖泥船
它是靜態挖泥船，絞刀作為挖掘機具，使泥土在切削后，泥水混合物經過泵送，由排泥管輸送到排泥場或泥水分離設備。工作時，以定位樁為中心，通過船體前方兩側絞盤上的錨纜收放，實現圓弧型旋轉，機具作橫掃運動，所形成切削面積為扇型區域，一般是雙樁定位的，如在行進中是雙樁交替進行的，扇型區域部分重疊，會形成復采，同時局部欠挖；改良后的雙樁機構配有行進臺車，始終以一樁定位，機具掃出一系列同心園扇型區域，不再重疊，但絞刀是錐狀的，泵的吸口在其中后方，在淤泥厚度不足0.2 m的工況下，設備工作效率較底[2]；正常條件下平均清於濃度也僅有10%左右，而且前面兩側的錨纜，使其它船只無法通行。
2.2旋挖式清淤機（船）
近年來由國外引進、消化、吸收，根據國內河流現狀研制再創新的成果。由前部帶凹槽的船體，可升降的刀架，旋挖頭裝置，開、閉式液壓系統，柴油機動力系統，電控系統，操縱室，自航螺旋推進系統等幾部分組成。旋挖頭裝置是由一對左右對稱的螺旋葉片、中部空心管、可選配的挖掘破碎刀片、液壓驅動馬達、旋流式無堵塞泥漿泵、環保泥罩等幾部分組成。由于左右對稱的螺旋葉片工作時可將淤泥向旋挖頭中部匯攏，旋挖頭中后部直接安裝有水下泥漿泵，這樣可以提高吸泥濃度，改善泥泵汽蝕性能[3]，經權威機構檢測，清淤濃度可達20%～40%。工作時，行走裝置主要根據河湖工況選擇。
（1）如果河道狹長，可選用鋼絲蠅牽引裝置作為行走驅動裝置，在清淤機前后各布置一根系于河道兩側的鋼絲繩作為定繩，兩定繩間系一根可移位的動繩，動繩的移位次數由河寬除以旋挖頭寬度確定，同時考慮少量的重疊度，以防移位時漏采。動繩在固定于船上的滑輪組的驅動下，帶動船體前進。
（2） 如果河湖較寬，可采用拋錨定位與兩臺牽引絞車配合作業，帶動船體前進。由于是自行船可自行拋錨，而不需要專用拋錨艇。
（3）如選擇星輪（WHEELSTAR）驅動作為行走裝置，河湖無論寬窄都可適用，而且是連續推進作業，絞吸船工作時需要移樁，泵吸相對是間斷的，故星輪驅動旋挖船工效更高。
（4 ）旋挖式清淤機的旋挖頭比絞刀寬得多，一般在2 m以上，工作時向前平行推進，采挖后的切削面相當平整，但出現的問題是有些河床并不平整，人工開挖或修理過的河道邊坡明顯。現有的旋挖頭因為不能左右擺動，只有局部與河床底泥接觸，造成采收不平衡，船體甚至發生傾斜，造漿濃度低。改進后的旋挖頭可左右擺動角度，保證船體在平衡狀態下，按邊坡角度調整[4]，提升清淤船的工作效率與自動化作業程度。旋挖式清淤船是整個生態清淤的關鍵技術，特點是體積小、功效高、性價比高，較適應城市中小河道的生態清淤[5]。
3生態脫水設備
清理上來的淤泥考慮到運輸費用及避免二次污染問題，一般需進行脫水處理，常用的脫水設備有離心機、帶式壓濾機、板框壓濾機、疊螺污泥脫水機等；其中板框式不能連續作業，而帶式壓濾機已實現小型化，具有效率高、產量高、能耗低的特點[6]。
帶式濃縮脫水一體機對送來的污泥進行分層處理，上層進行濃縮脫水，下層進行多輥壓縮脫水，出泥含水率低，工作穩定，受污泥負荷波動影響小，便于控制，對操作者的素質相對要求不高。生態脫水：主要從設備自身與尾水排放二個方面考慮。帶式機具有振動小，工作時環境噪聲低的特點。采用微生物絮凝劑（普魯蘭）解決了傳統絮凝劑產生的有毒離子給環境帶來的二次污染，尾水更易達標排放[7]。采用三維濾布替代二維濾布，抗拉性更好，濾水性能好，相對加大了過流量，提高了處理能力。
4水基一站式成套裝備
（1） 水基。清淤機、污泥均質裝置、泥水分離設備均以船的形式出現，動力來自于柴油發電機組，為減少噪聲污染，都進行了靜音處理。整個工作流程全部在水面上完成，不需要占用陸地面積。
（2）一站式成套裝備。清淤采用旋挖式清淤船，通過泥漿管與均質船相聯，距離在100 m以內，均質船通過管道與脫水船相聯，兩者可以是零距離。均質船上配有垃圾分揀裝置。脫水船上裝有帶式濃縮脫水裝置，見圖1：
1.定位樁 2.液壓站 3.駕駛室 4.電氣控制系統 5.柴油機發電機組 6.船體 7.護舷 8.推進器 9.帶式壓濾機系統 10.頂棚 11.皮帶機
圖1脫水船布置
設備處理能力：清淤船50～100 m3/h，均質船 50 m3/h，脫水船50 m3/h。
（3）工藝流程。清淤船（完成）底泥收集泵吸輸送均質船（完成）垃圾分揀均質泵送脫水船（完成）加藥混合粗濾壓濾泥餅（尾水）輸送（達標排放）。
（4 ）成套裝備使用效果。三套船已在上海龍華港成功使用，工效高、運行成本低、操作維護簡單、使用近一年無居民投訴。
5今后的發展方向
（1） 為進一步提高清淤效率，實現精確清理，小型船也要
配備GPS或北斗定位差分系統、深度儀、流量計、密度計、工控機。
（2） 底泥進行化學分析，無公害的可作為肥料進行填埋；有害的要（可添加改性物質）進行磚瓦燒制，形成經濟效益。
（3） 河湖底泥清理要常態化，而不是沉積很厚了才去治理，定期進行日常維護，保持一個良好的生態水環境。
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關鍵詞:水生、花卉;美化環境;景觀
中圖分類號:S682.32 文獻標識碼: A文章編號:1005-569X(2009)09-0013-02
1 引言
隨著園林技術的發展,現代城市規劃中水景是不可缺少的美化元素,清澈透明的水體配以時令的水生花卉,會給人以舒適安逸的美感,極具景觀美學價值,因此,水生花卉越來越廣泛地被應用于城市園林布景中。水生花卉廣義上是指生長在水中的觀賞植物,但通常指的是多年生的具有觀賞價值的生長在水中的宿根草本植物,所以常有浮水、挺水、沉水之分,是園林水景綠化中最常用的花卉種類。
2水生花卉的分類
水生花卉種類繁多,根據其對水分要求不同的特點,常分為3大類: 即挺水類、浮水類、沉水類。
2.1挺水類
即根生于泥中,莖出水面。有明顯的莖葉之分,多生長在靠近岸邊的淺水處,對水的濃度要求因種類不同而異,見表1,常見挺水類花卉對水的深度有要求,是最理想的水景園林應用的種類。
2.2浮水類
分為漂浮型和浮葉型。漂浮型植物的根不生于泥中,植株漂浮在水面上,隨著水流波浪四處漂泊,多數以觀葉為主,用于水面景觀的布置。主要有鳳眼蓮、大漂等。浮葉型水生花卉植物種類繁多。莖細弱不能直立,有的無明顯地上莖。植株體內通常貯藏有大量的氣體,葉片或植株能平穩地漂浮于水面上。根狀莖發達,常具有發達的通氣組織,生長于水體較深的地方,花大而美麗,多用于水面景觀的布置,如王蓮、睡蓮等。
2.3沉水類
種類較多,多為無根或根系不發達,整株植物沉沒于水中,通氣組織特別發達,利于在水下空氣極為缺乏的環境中進行氣體交換。沉水型水生花卉植物在弱光條件的水下也能生長,但對水質有較高要求,因其影響到對光線的利用,生長于水體較中心的地帶,人工栽植通常用于水族箱內裝飾。如黑藻、金魚藻、眼子菜、苦草、菹草之類等,園林中應用較少。
3水生花卉的生長條件
3.1水
水生花卉,離不開水,但不同種類對水深度要求不同,同一種類其不同的生長期對水深度要求也有所不同,如荷花在春季初栽,水位應低,5~10cm 為適,有利于藕種發芽、萌動,荷花生長中期及盛花期,需水量最大,以20~40cm 為適,秋季生長末期,又以10~20 cm為適。所以,水生花卉在園林中的應用要重點注意對水的需求。
3.2光照
水生花卉多喜光,通常在全光條件下才能生長正常,如荷花、睡蓮、千屈菜等;也有喜半蔭的,要求60%~80%蔽蔭度。如光線太強,會出現不同程度的灼傷,如天南星科植物、菖蒲等。因此,種植水生花卉時,要注意光照強度對其的影響。
3.3氣溫及土壤
水生花卉的花期多在5~9月份,是較理想的夏季觀賞花卉,對水溫多要求保持在18~24℃。土壤要求含豐富有機質。
4 水生花卉在園林中的應用
水生花卉作為觀賞植物在園林建設、環境美化、經濟開發等領域有其獨特的作用,是整個園藝業不可或缺的一部分。中國園林特色之一是無園不水,因此水生花卉的應用廣泛,如荷花、睡蓮,作為水生花卉的主角,深受大眾喜愛。
4.1水生花卉的應用價值
水生花卉在現代園林造景中是必不可少的材料。一泓池水清澈見底,令人心曠神怡,但若在池中、水畔栽數株植物,定會使風景陡然增色。而且,水生花卉不僅具有較高的觀賞價值,更重要的是還能吸收水中的污染物,凈化水質,是天然的凈化器。充分合理地利用好水生花卉,可以改善園林景色,還能夠改善水體,消除污染。
4.1.1美化環境
水生花卉通過孤植、列植、片植、群植等配置,創造出不同風格的園林水景景觀。極大地提高人們居住、生活、工作環境質量。如在小區建筑物周圍和道路邊緣種植水生花卉,不但美化了生活環境、豐富了建筑物立面,還可以調節此區域小環境、減少建筑物和地面的生硬感,營造親切、輕松的居住環境。
4.1.2保護生態平衡
水生花卉可吸收富集于水中的營養物質及其他元素,可增加水體中的氧氣含量,或抑制有害藻類繁殖,遏止底泥營養鹽向水中的再釋放,有利于水體的生物平衡等,對小區的水體生態具有很好的保持作用。
水生花卉生長過程中需要大量N、P 等營養物質,以維護自身的生長需要,而這些恰恰是水體污染的主要物質。水生花卉的種植可以消耗水中多余的營養物質,這些營養物質被固定在植物體內,通過人工采集方式重新利用,而達到去除水中多余的營養物質。
水中有機營養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為微生物的生存提供場所,其進入水中的根、莖、葉為微生物提供了廣大的表面空間,植物體上寄居的各種微生物可降解來自水中的有機營養物質,減少水體的營養化狀態。大型水生植物可以通過自身的維管組織把空氣中的氧氣傳輸到水下的泥底層,通過根部釋放出來,增加水中的溶解氧含量改善水質。
因此,水生花卉的園林應用更重要體現在保護生態平衡中。
4.2水生花卉應用中注意的問題
(1)要注意種植水生花卉的季節要求。夏天是種植和引進各種熱帶水生花卉的最佳季節。每年秋天是花卉種植的淡季,在天氣變冷前,必須建好溫室大棚,把夏天從南方引進的熱帶水生花卉全部搬進大棚里。
(2)要因地制宜,依山傍湖種植水生花卉。水生花卉在水面布置中,要考慮到水面的大小、水體的深淺,選用適宜種類,并注意種植比例,協調周圍環境。栽植的方法有疏有密,多株、成片或三五成叢,或孤植,形式自然。種植面積宜占水面的30%～50%為好,不可滿湖、塘、池種植,影響園林景觀。種類又要多樣化,應在水下修筑圖案各異、大小不等、疏密相間、高低不等及適宜水生花卉生長的定植池,以防止各類植物相互混雜而影響植物的生長發育。
(3)要注意色彩搭配,色調豐富,活潑大方而不呆板。春季彩葉植物的配置給人們帶來清新感、醒目感,盛夏彩葉轉綠又可成為繽紛花季的背景綠幕,點紅染綠,幽院披霞,給酷暑的夏日帶來無盡的生機與靜謐。
(4)水生花卉配置的原則是根據水面綠化布景的角度與要求,首先選擇觀賞價值高、有一定經濟價值的水生花卉配置水面,使其形成水天一色、四季分明、靜中有動的景觀。根據株型大小,高低錯落,自然而不造作。
(5)根據植株姿態,注意線條搭配。自然界的水生花卉莖稈、葉形多種多樣,有圓形、菱形,葉有條形、線形、劍形、傘形、圓形、心形,不同形態的莖稈與葉形搭配得體,與周圍環境協調一致,融為一體,為緊張快節奏的現代生活創造出一方寧靜清爽的新天地。
5 結語
水生花卉作為觀賞植物在園林建設、環境美化、經濟開發等領域有其獨特的作用,是整個園藝業不可或缺的一部分。也是未來治理水環境污染、恢復生態環境長期有效的辦法。在環境破壞越來越嚴重的今天,水生植物在改善環境中將起到更大的作用。在利用水生植物同時,要講究合理布局、科學搭配,避免單一化,如水葫蘆在我國成為水面雜草,反而成為水體的污染源,影響水質,破壞了水體生態平衡。因此要適當進行人工干預。隨著研究的深入和技術的不斷完善,水生植物在園林布景及水體環境治理方面將有著廣泛的應用前景。
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關鍵詞 海岸帶；綜合承載力；狀態空間法；可持續利用；東營市
中圖分類號 K903
文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104（2017）02-0093-09 doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2017.02.014
開展海岸帶區域綜合承載力研究是實現海岸帶可持續發展的前提，然而，隨著黃河三角洲海岸帶城市化進程的加速和經濟的快速發展，海岸帶水環境和生態環境不斷惡化、淡水資源日益緊缺，導致海岸帶區域綜合承載力超載?；诖耍疚囊詵|營市海岸帶濕地遙感解譯數據、淺海水質監測數據及社會經濟統計數據為數據源，運用狀態空間法對東營市海岸帶承載力進行評價與預測，以期豐富和深化海岸帶承載力理論體系，為東營市海岸帶合理開發提供科技支撐。
1 文獻綜述
目前國外對海岸帶區域承載力的研究多限于單要素評價，集中于對漁業資源、旅游資源、灘涂資源等承載力及可持續利用等方面的研究，如 Enrique Navarro、Jurado等[1]對海岸帶旅游資源承載力的研究，Carver CEA等[2]對加拿大Nova Scotia東部海岸貽貝承載能力的估算，Tejada M等[3]對印度Kerala Kumarakom海岸旅游地自然承載力的研究，Williams P 等[4]對澳大利亞黃金海岸南部海灘社會承載力的研究等。
相對于國外來說國內對于海岸帶承載力的研究側重于綜合評價，包括對綜合承載力的概念及評價指標體系的定性描述和方法多樣的定量描述。前者如劉康等據“驅動力（壓力）-狀態-響應”（P-S-R）概念模型，建立了海岸帶承載力評估指標體系[5]；熊永柱[6]對海岸帶環境承載力的概念、內涵、指標體系和評價模型進行了初步探討。后者如蘇盼盼等建立了社會、經濟和自然三個維度的海岸帶生態系統綜合承載力評估指標體系，并運用改進的AD-AS模型，計算舟山海岸帶綜合承載力[7]；蘇蔚瀟計算了2005-2009年的海岸帶區域生態環境綜合承載力 [8]。同年，魏超等以江蘇省南通市海岸帶為例，利用狀態空間法計算了研究區2005年、2008年和2009年的綜合承載力[9]。上述研究為豐富和完善海岸帶承載力的理論和實踐奠定了重要基礎。
2 研究區界定
關于海岸帶的概念目前尚不統一，如2000年第147次香山科學會議提出海岸帶范圍是指由0 m等深線向陸延伸10 km，向海延至水下15 m等深線范圍；再如陳述彭[10]提出海岸帶是以海岸為基線向海陸兩側擴散而且輻射，靠得最近的是一個最基本的單元，而逶迤擴大可到省、市、自治區甚至周邊國家，其輻射程度、廣度、深度不一樣，逐漸減弱、逐漸模糊。本文考慮到數據獲取的可行性，借鑒上述學者的觀點，將海岸帶定義為：由0 m等深線向陸延伸至沿海地級市（縣）行政邊界，向海洋延至-15 m等深線范圍。
根據承載力的研究內容由單一要素走向綜合、系統的演化過程，延伸出本文綜合承載力的定義：即一定歷史時期，一定空間范圍內，以實現區域復合生態系統可持續發展為目標，在確保自然―社會―經濟復合系統各要素相互作用并良性循環發展的條件下，海岸帶區域自然―社會―經濟復合系統對人類社會經濟活動支持能力的閾值。其中人口及人類社會經濟活動是受載體，自然―社會―經濟復合系統是承載體。
本文以東營市海岸帶作為研究區域，其范圍由0 m等深線向陸延伸至|營市（縣、區）行政邊界，向海洋延至-15 m等深線范圍。其中包括淺海面積4 800 km2，陸域面積8 243 km2，行政區包括東營區、河口區、利津縣、墾利縣、廣饒縣。
3 海岸帶區域綜合承載力評估
3.1 研究方法
3.1.1 P-S-R模型
P-S-R模型從人與自然關系入手，分為壓力、狀態、響應3個組成部分。壓力是指人類生產消費活動對資源環境的壓力；狀態是指在一定人類生產消費活動下資源環境的狀態；響應是指人類在變化了的資源環境狀態下所做出的響應。各組成部分既相互聯系、相互依存又相互制約，具有較強的系統性。因此結合目前國內外有關海岸帶綜合承載力評價指標體系以及狀態空間法在承載力研究中的應用，選取開展海岸帶區域承載力研究較常用的評價指標[6-9，11-15]，將其分為3個層次，包括評價模式層（P-S-R）、一級指標層（子系統層）和二級指標層（指標層）。本文構建的海岸帶區域綜合承載力評估指標體系見表1。
對以下幾項指標進行解釋說明：
（1）富營養化指數。富營養化指數[16]是指水體中因大量氮磷等營養物質富集引起藻類等浮游生物迅速繁殖，從而導致其他生物大量死亡，用來評價研究區海域富營養化程度。計算方法如下：
E=SCOD×SN×SP4500（1）
式中，E表示富營養化指數；SCOD表示水質中化學需氧量（COD）的濃度（mg/L）；SN表示水質中總氮含量（mg/L）；SP表示水質中總磷的含量（mg/L）。
（2）植被凈初級生產力。植被凈初級生產力[17]是指植物在單位時間單位面積上由光合作用產生的有機物質總量中扣除自養呼吸后的剩余部分，是生態系統中其他生物生存的物質基礎。計算方法如下：
式中，Ca表示表層水中葉綠素a的含量；Q表示同化系數；E表示真光層深度（m），采用透明度的3倍；D表示白晝時間（h）。
（4）海岸帶生態系統服務價值。海岸帶生態系統服務價值是指人類從海岸帶生態系統獲得的所有惠益，包括供給服務價值、調節服務價值、文化服務價值、支持服務價值。計算方法是將各子系統每個服務的單位公頃價值乘以各子系統面積，最后相加得到海岸帶生態系統的供給、調節、文化和支持服務價值[21]，并轉化為人民幣計算[22]。
3.1.2 指標標準化與熵權法
因綜合承載力評價指標體系中涉及環境、自然、社會、經濟等指標，它們在數量、單位量綱上存在較大差異，需要對數據進行標準化處理，以消除原始數據的量綱影響。本文按指標的不同性質，分為正向指標和負向指標，分別采用如下方法：
本文選用較為客觀的熵權法確定指標權重以消除主觀影響。該方法的原理是信息是系統有序程度的度量，熵是系統無序程度的一個度量，如果評價指標的信息熵越小，那么它提供的信息量就越大，即在綜合評估中的作用就越大，權重越大，反之，權重就越小。其計算過程如下：
3.1.3 狀態空間法
本文采用狀態空間法計算東營市海岸帶區域綜合承載力。狀態空間是歐氏幾何空間用于定量描述系統狀態的一種有效方法，能夠從綜合、宏觀的角度定量化地描述區域系統的現實承載狀況[23]，其實現的原理即比較可持續狀態下的綜合承載力與實際綜合承載力的大小，選取n項評價指標，根據研究區域資源環境及社會經濟發展狀況，同時結合區域可持續原則，確定至少（對效益型指標）或至多（對成本型指標）應取的值為研究區的時段理想值RCCj，將n個指標的現實值記為RCSj，首先構造向量，RCS*j=RCSj（opr）RCCj（12）
式中，（opr）代表某種運算符、運算方法或過程，其作用在于使RCS*j的值在取>1、=1、1、=1、
然后，計算n維狀態空間中點RCS*j到坐標原點的加權距離M，式中，M值的大小即定量地代表區域實際綜合承載力。同時，經過式（12）轉換后，代表可持續發展（理想）狀態下的綜合承載力狀態向量RCC*j已成為單位向量，通過加權處理， 區域可持續發展狀態下的綜合承載力為：
通過比較M與RCC值大小，即可對區域實際綜合承載狀況作出判斷（M>RCC表示超載，M=RCC表示滿載，M
由此可知，狀態空間法最重要的是確定時段理想值。因此，為更接近研究區實際情況，本文采用研究區階段時間內各指標最大值（對效益型指標）、最小值（對成本型指標）作為時段理想值。
在與相鄰區域比較時，由于資料獲取的限制，本文富營養化指數、海洋初級生產力的計算采用10月份采樣數據代表（這些數據標準化之后仍具有對比性），其他時段理想值的選取仍采用3市中2013年各指標最大值（對效益型指標）、最小值（對成本型指標）作為時段理想值，GDP年增速選取平均值（10.53%）作為時段理想值。
在利用各指標預測值預測其綜合承載力時，參考東營市“十二五”規劃并結合東營市實際狀況，各指標的時段理想值仍然選取研究區階段時間內各指標最大值（對效益型指標）、最小值（對成本型指標）作為時段理想值，GDP年增速選取9.5%，港口吞吐量采用規劃數值7 600萬t作為時段理想值，恩格爾系數選為30%，環保投資占GDP比例采用0.2%，生態系統服務價值根據《黃河三角洲高效生態經濟區（東營市）土地利用總體規劃（2011―2020年）》中2020年土地利用情況（耕地、林地、草地面積），濕地、河流和湖泊、近海面積采用2014年數據計算得到。
3.1.4 指標的預測與檢驗方法
（1）預測參數的選取。預測時間跨度為2010―2020年，以2010年為基準年，常數參數的確定主要采用2010―2014年統計數據做算術平均來確定，如人口出生率取2010―2014年平均值9.556‰，人口死亡率取4.866‰。結合相關研究成果[24]，東營市人口遷入量是增加的，本文凈遷入率取3‰，GDP增長率取2010-2015年平均值11.88%，按照東營市“十一五”、“十二五”規劃、2016―2020年“十三五”都取9.5%，2010―2020年農村人均用水量為70 L /d，71 L /d……，80 L /d，城鎮人均用水量2010年為170 L /d，2011―2015年為180 L /d，2016―2019年185 L /d，2020年為190 L /d（參考值來自東營市水利志），生活污水排污系數取0.9。
（2）主要指標的計算方法及檢驗。
灰色預測法預測的基礎是基于累加生成數列的GM（1，1）模型，且至少小概率誤差p>0.80，均方差比c
一元線性回歸預測法即當一個自變量與一個因變量組成的數據散點圖呈現出直線趨勢時，采用最小二乘法，找出一條到各點的距離最短的直線，并對其進行方差分析，計算誤差平方和（剩余平方和）和回歸平方和，回歸平方和越大，剩余平方和越小，回歸模型的效果越好。運用經驗公式法和一元線性回歸預測法預測的漁業資源和工業總產值的計算方程見表2。
本文采用上述參數及公式計算，得出主要指標的預測值與實際值之間的誤差，除了2011年工業廢水排放量的誤差較大外（其原因可能是2011年東營市存在工業總產值與工業廢水排放量不相符的情況，也就是工業廢水排放量大，但是相應的工業產值卻很低的現象），其余指標誤差都在10%以下。參數選用基本合理，可以進行預測。
3.2 數據來源
關于東營市海岸帶區域綜合承載力的評估指標涉及到其社會、經濟指標數據、海水水質及生態數據、海岸帶濕地數據、海洋水深等多方面數據。為了保證數據統計標準的一致性，東營市海岸帶區域的自然資源（土地資源、濕地、水資源、氣候）數據、社會經濟數據來源于《山東統計年鑒》（2011―2014）、《東營統計年鑒》（2011―2014）、《東營年鑒》（2011―2015）等；淺海生態和水環境數據來源于2013、2014年10月期間的監測數據；東營市各縣區海岸帶濕地數據由2014年10月24日的OLI遙感影像解譯得到并通過檢驗；海洋水深ETOPO1數據來源于http：//ngdc.noaa.gov。
4 結果與分析
4.1 東營市海岸帶區域綜合承載力評估結果與分析
通過比較各指標權重（見表1），可以看出東營市海岸帶區域綜合承載力呈現如下特點：
（1）吸引外資優勢明顯。東營市外資投入占GDP比例的權重最大（0.086 87），表明東營市作為資源型沿海城市，能夠吸引更多的外資，拉動該區域經濟增長。
（2）港口發展優勢明顯。港口吞吐量權重較大（0.059 13），表明東營港作為山東省地區性重要港口，對東營市發展臨港產業、帶動區域發展和海洋資源開發與利用具有重要作用。
（3）海岸帶生態系統服務功能較大。海岸帶生態系統各子系統（包括耕地、林地、牧草地、濕地、河流和湖泊、近海）的生態服務價值對綜合承載力貢獻較大，其供給服務價值>調節服務價值>支持服務價值>文化服務價值，也就是說海岸帶各生態子系統所提供的水、食物、原材料供給以及氣體調節、氣候調節、干擾調節、水分調節、侵蝕控制、廢物處理、授粉、生態控制等服務價值較大，而對于其帶來的娛樂休閑、文化服務價值以及土壤形成、養分循環和棲息地庇護的服務價值相對較小。
（4）社會公共服務投入不均衡、不穩定。社會公共服務體系中的環保投入比例、科研投入比例權重較高，分別為0.051 14、0.049 97，相比之下百人病床數、公路通車里程的權重不高，都在0.047以下。同時，2010―2014年東營市環保投入比例和科研投入比例表現出波動狀態，因此，東營市海岸帶衛生和交通條件仍需要改善。環保投入比例和科研投入比例不穩定，可以說在一定程度上東營市海岸帶社會公共投入不均衡、不穩定。
東營市海岸帶區域綜合承載力RCC值為0.217，2010―2014年海岸帶區域綜合承載力實際值M如表3所示。因此，根據海岸帶區域綜合承載力的實際值M與RCC值的關系，可以看出2010―2014年東營市海岸帶區域綜合承載力都處于超載狀態。但從變化趨勢來看，其綜合承載力是逐漸向可持續發展狀態發展的。
4.2 東營市各縣區海岸帶區域綜合承載力評估結果與分析
由東營市各縣區海岸帶區域綜合承載力評估指標的權重（見表4）可知，東營市各縣區自然、社會、經濟發展水平差異較大，市轄區社會經濟指標優于各縣。
以權重較大的指標為例，東營市各縣區人均土地面積差異明顯，其中河口區土地面積最大（38%），東營區面積最?。?%）。就植被凈初級生產力和海洋初級生產力而言，東營市各縣區植被類型多樣，且受人類活動影響的程度不同。同時，在河口區和墾利縣還有黃河三角洲國家級自然保護區，對于其近海區域，由于黃河從墾利縣入海，加上處于保護區范圍內，受人類活動影響較小，海洋環境較好；但是廣饒縣和東營區附近處于萊州灣沿岸，富營養化程度較高[25]，因此，植被凈初級生產力和海洋初級生產力也表現出明顯的區域差異（見圖1）。就百人病床數而言，東營區百人病床數和常住人口最多，比利津縣（最少）每百人病床數多59.1張，比河口區（最少）常住人口多55.36萬人，區域差異明顯，外資投入和科研投入比例也是市轄區大于各縣區投入比例（見圖2）。
東營市各縣區海岸帶區域綜合承載力RCC值為0.221，各縣區海岸帶區域綜合承載力的實際值M見表5。由表5可知，東營市海岸帶各縣區綜合承載力差異較大?？傮w而言，廣饒縣海岸帶區域綜合承載力超載最明顯，墾利縣次之，其次為東營區和利津縣，河口區海岸帶區域綜合承載力超載量最小。因此，有必要提高廣饒縣、墾利縣、利津縣的社會經濟投入，減少區域內部差異。
4.3 東營市海岸帶與相鄰區域的綜合承載力比較結果與分析
通過計算得出東營市、濰坊市、濱州市海岸帶區域綜合承載力計算結果，如圖3所示。可以看出，2013年3市都處于超載狀態，其中，|營市海岸帶是最接近RCC值的，濱州市海岸帶次之，而濰坊市海岸帶處于嚴重超載狀態。因此就區域綜合承載力而言，東營市海岸帶具有明顯優勢。
通過RCS*j值（見表6）可以看出東營市主要優勢體現在環境、資源、生態方面，其中代表環境壓力的指標如工業廢水排放量、萬元GDP能耗、富營養化指數都是3市中最小的；而東營市人均海域面積、人均土地面積和人均水資源量是3市中最多的，因此東營市人口對當地資源、環境壓力小。生態方面，2013年東營市海岸帶生態系統供給服務價值、調節服務價值、文化服務價值和支持服務價值明顯好于另外2市，這與東營市各生態系統面積有關。2013年東營市濕地面積、河湖面積和近海域面積都是3市中最多的，其中濕地面積比濰坊市多約35 000 hm2，比濱州市多約375 000 hm2；河流和湖泊面積比濰坊市多約100 hm2，比濱州市多約9 400 hm2；近海面積比濰坊市多約3 000 km2。比濱州市多約2 800 km2。因此保持東營市海岸帶區域生態系統服務價值的優勢，需要保持東營市各類濕地面積，防止其不斷減少。
同時，也可以看出，東營市在社會支持方面是相對欠缺的，例如東營市居民生活恩格爾系數、科研支出占GDP比例、環保投資占GDP比例 、外資投入占GDP比例、百人病床數和公路通車里程都是偏離時段理想值的。尤其是百人病床數、外資投入比例、公路通車里程、科研支出比例、環保支出比例的RCS*j值為4.182、3.080、2.904、2.243、1.854，是3市中RCS*j值最高的，因此，東營市需要加強社會支撐方面的投入。
4.4 東營市海岸帶綜合承載力預測結果與分析
東營市海岸帶綜合承載力預測結果見圖4。由圖4可知，東營市海岸帶區域綜合承載力是逐步趨于可持續狀態下的綜合承載力（RCC值）的。但是2011年東營市海岸帶區域綜合承載力超載最明顯，與該年環境指標（工業廢水排放量、萬元GDP能耗）和社會投入指標（科研支出比例與外資投入占GDP比重）RCS*j最大有關。因此，未來東營市海岸帶在執行“十三五”規劃的同時還需注重環境治理與保護，增加社會投入以提高區域綜合承載力。
5 結 論
本文通過運用狀態空間法對東營市海岸帶區域綜合承載力進行評估，主要結論有：
（1）2010―2014年東營市海岸帶區域綜合承載力均處于超載狀態，而且逐漸趨于可持續發展狀態。2010年東營市處于高等超載水平，2014年東營市處于低等超載水平。其中東營市在吸引外資、港口發展、海岸帶生態系統服務價值、淺海海域水環境方面具有明顯優勢，但社會公共服務投入不平衡、不穩定。
（2）2014年東營市各縣區海岸帶區域綜合承載力均處于超載狀態，與其可持續發展狀態下的綜合承載力差距較大。廣饒縣和墾利縣處于高等超載水平，河口區處于低等超載水平，利津縣和東營區處于中等超載水平。同時各縣區自然、社會、經濟發展水平差異較大，市轄區社會經濟指標優于各縣區。因此有必要提高廣饒縣、墾利縣、利津縣的社會經濟投入，減少區域內部差異。
（3）從2013年東營市與濰坊市、濱州市綜合承載力評估比較結果來看，東營具有生態、環境、資源優勢，但在社會支撐等方面明顯不足。因此東營市需在發展生態旅游業，增加政府收入的同時，提高社會公共服務投入，增強社會支撐。
（4）2010―2020年東營市海岸帶區域綜合承載力逐步趨于可持續狀態，但是2011年東營市海岸帶區域綜合承載力超載最明顯，與該年環境指標和社會投入指標RCS*j值最大有關。因此未來東營市海岸帶在執行“十三五”規劃的同時還需注重環境治理與保護，增加社會投入以提高區域綜合承載力。
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