生态环境概况篇1
关键词：草原地区；矿产资源；环保；博弈
中图分类号：F062.9文献标识码：a
文章编号：1005-913X（2014）02-0042-02
一、引言
矿产资源作为人类社会最初始的劳动对象，是人类生产资料和生活资料的基本源泉，是人类社会发展的重要前提和基本动力。我国90%以上的一次性能源、80%以上的工业原材料、70%以上的农业生产资料来自矿产资源。[1]中国陆地上最大的生态系统是草地，当矿产资源深埋于草地资源下时，其开发利用会对地上的草原生态环境造成了巨大的破坏，对我国经济社会的可持续发展产生重要影响。由于我国很多矿产资源都分布在草原地区，近几十年来，随着我国经济的快速发展，矿产资源消耗量逐年增加，对草原地区生态系统构成巨大威胁。
二、采矿企业间的博弈分析
（一）基本假设与模型建立
假设有两家开采企业a和B，他们选择保护环境并复田的概率分别为x，y，选择不保护环境的概率分别为1-x，1-y。如果企业选择保护环境并复田，则成本为m，当两家企业同时选择保护环境并复田时，每家企业承担成本。设企业复田时享受到的政府对于复田的专项拨款为a，媒体报道促进了公司形象提高和股价上涨等带来的收益为b。当两家企业都选择复田时，媒体报道带来的收益为c，且c
（二）建立进化博弈模型
其中，u1f为企业a“复田”的期望收益，u1为企业a“复田”与“不复田”的混合期望收益。u2f为企业B“复田”的期望收益，u2为企业B“复田”与“不复田”的混合期望收益。
根据企业a的复制动态方程可得，如果y=，则就始终为0，这说明所有x水平都是稳定状态；如果y≠，则x*=0与x*=1是两个稳定状态，当y>时，x*=1是eSS，当y
根据企业B的复制动态方程可得，如果x=，则就始终为0，这说明所有y水平都是稳定状态；如果x≠，则y*=0与y*=1是两个稳定状态，当x>时，y*=1是eSS，当时x
（三）企业和的博弈结果分析
把企业和企业比例变化的复制动态关系用一个坐标系来表示如下图。
该图显示了企业a和企业B两博弈方复制动态和稳定性。从图中箭头方向我们可以看出，当初始情况落在a区域时，会收敛到进化稳定策略x*=0，y*=1；当初始情况落在B区域时，会收敛到进化稳定策略x*=0，y*=0；当初始情况落在C区域时，会收敛到进化稳定策略x*=1，y*=1；当初始情况落在D区域中时，会收敛到进化稳定策略x*=1，y*=0。可见，当政府拨款a增加，新闻媒体的宣传作用带来的收益b和c增加，复田成本m降低时，企业会加大环境保护与复田的力度。
三、企业与政府间的博弈分析
（一）基本假设与模型建立
假设上述草原地区存在这样一家开采企业，在开采矿产资源的过程中，该企业以x的概率污染环境，以1-x的概率治理环境污染。设企业治理环境的成本为c。治理环境前，企业的收益为r。设政府监督企业的概率为y，政府不监督企业的概率为1-y。设政府监督检查企业的成本为w，当政府发现企业污染环境时，会对企业处以罚金，设罚金为y，且t>c，t>w。得到的收益矩阵如下。
（二）建立博弈模型
根据企业的复制动态方程可得，如果y=，则就始终为0，这说明所有x水平都是稳定状态；如果y≠，则x*=0与x*=1是两个稳定状态，当y>时，x*=1是eSS，当y
根据政府的复制动态方程，如果x=，则就始终为0，这说明所有y水平都是稳定状态；如果x≠，则y*=0与y*=1是两个稳定状态，当x>时，y*=0是eSS，当x
（三）企业与政府的博弈结果分析
把企业和政府比例变化的复制动态关系用一个坐标系来表示如图2。
该图显示了企业与政府这两个博弈方的复制动态和稳定性。从图中箭头方向我们可以看出，当初始情况落在a区域时，会收敛到进化稳定策略x*=0，y*=1；当初始情况落在B区域时，会收敛到进化稳定策略x*=1，y*=1；当初始情况落在C区域时，会收敛到进化稳定策略x*=0，y*=0；当初始情况落在D区域中时，会收敛到进化稳定策略x*=1，y*=0。这说明，企业治理环境的成本c越低，治理环境的概率越大；政府监督的成本越低，政府监督企业的概率越大；政府对污染环境的企业的罚金t越高，企业保护环境的概率越大。
四、结论和政策建议
（一）结论
根据上面的模型，我们可以得出以下结论：
第一，当企业以积极的态度面对环境问题，考虑是否要进行复田时，政府的扶持力度与媒体宣传带来的收益多少很重要。政府的专项资金越多，媒体宣传带来的收益越大，企业复田的积极性就越高。反之亦反。
第二，当地政府监督企业的概率大，对污染环境的企业处以的罚金高，那么企业保护环境的概率会很大，反之，如果当地政府不能经常性地监督企业，处罚力度小，那么企业选择污染环境的概率便大大增加。
（二）政策建议
首先，充分发挥新闻媒体在环境保护中的作用。在环境问题成为人们重点关注的对象的同时，环境问题也成为新闻媒体追逐的热点。当传统的惩罚措施，如罚款，对造成环境污染的企业已经不起明显作用的情况下，新闻媒体的曝光则更能促进相关企业着手治理环境污染问题。新闻媒体对于污染环境的违法行为的报道，可形成社会对该企业的一致谴责，使企业形象受损。对于一些大型企业来说，企业形象受到破坏远比几万、几十万的罚款严重。[2]此外，当考虑到企业复田问题的时候，充分发挥新闻媒体的宣传作用会对企业复田产生更大的积极作用。
其次，完善上级政府对地方政府的监督机制和地方政府对企业的监督机制并改革GDp核算体制。在我国，上级政府与地方政府的政策目标是有很大差距的。很多地方政府为了创造优良政绩，盲目发展当地经济、片面追求GDp增长，环境保护在地方政府追求的众多目标中，只是处于末端的一个。地方政府对于环境保护工作的消极态度，必然要求上级政府加大对其的监察执法力度，严密监督地方政府的环保工作，严厉惩处造成环境污染的企业。此外，上级政府在对地方政府进行政绩考核时，要提高环境考核所占的比重，促进地方政府重视环境问题。虽然目前我国GDp位于世界前列，但我们应该看到，我国GDp的增长在很大程度上是依赖于对资源的消耗和对环境的破坏的。[3]为了更加准确地计算我国国民生产总值，我们有必要引入并推广使用绿色GDp的概念，以使当地政府在追求地方经济增长的同时兼顾环境的保护与资源的合理开发利用，并促进资源开发、利用效率的提高。
参考文献：
[1]陈军，李世祥.中国煤炭消耗与污染排放的区域差异实证[J].中国人口资源与环境，2011（8）.
生态环境概况篇2
一、关于资源承载力的概念
资源即资产的来源，是人类创造社会财富的起点。资源按其来源可分为自然资源和社会资源，土地资源、水资源、环境资源是自然资源中的重要资源。随着工业化国家经济的迅速发展，对自然资源的需求量也越来越大，人类开始意识到自然资源是有限的，尤其是“石油危机”的出现，进一步加剧了这种认识。资源承载力的概念开始应运而生，并在世界范围内引起广泛的关注。但是关于资源承载力，迄今仍没有一个公认的确切定义，一般资源承载力是指：一定区域、一定物质生活水平条件下，某资源持续供养人口数量的规模。综合对资源承载力的定义，大概有以下几种类型：(1)“数量”式。这是最常见的一种定义，如在自然资源或环境对人类的承载力领域，abemethy将承载力定义为在不造成物理、生态、文化和社会环境退化的情况下所支撑的人口数量；(2)“负荷”式。如Catton将环境承载力定义为“在不导致系统退化和影响未来承载能力的情况下，某特定环境能够持续性地或永久性地支撑的最大负荷”，可采用人口数量与其总需求量的乘积来表示。(3)“速率”式。如Rees将人口承载力定义为在不轻易地影响相关生态系统的生产力和功能完整性的情况下，特定的环境能够无限期地支持的最大资源利用速率和废物产生速率，即最大负荷。(4)“能力”式如唐剑武等将环境承载力定义为“在某一时期、某种环境状态下，某一区域环境对人类社会经济活动的支持能力的阈值”。尽管资源承载力定义多种多样，但其内涵基本一致，其研究的共同出发点是从资源制约的角度进行资源承载力的研究。
二、关于资源承载力的类型
尽管资源系统包括自然资源、经济资源和社会资源3个子系统，但目前有关资源承载力的研究主要集中在自然资源领域，其中以土地资源承载力的研究历史最长。80年代后期考虑到土地承载力研究的局限性和片面性，学者们转而研究水资源承载力，后在联合国教科文组织的资助下，开始了包括自然资源、能源以及智力、技术等在内的资源承载力的研究。
(一)土地资源承载力
土地作为人类活动、生存和发展的场所与空间，是人类赖以生存的最重要的物质基础，因此土地承载力一直是承载力研究的重心和核心。
1．土地承载力的概念。土地承载力是指在可以预见的时期内，利用当地的资源以及技术等，在保证与其社会文化准则相符的物质生活水平下，能够持续供养的人口数量。主要有以下几种类型：
2．土地承载力研究的进展
土地承载力研究最早是由人口学家展开的。到上世纪20年代，帕克和伯吉斯提出了土地资源承载力的概念。1970年以前的土地承载力的概念大多是生态学上承载力定义的直接延伸，由于只考虑区域土地的粮食供应量所能养活的人口，而不考虑其反馈作用，因此只能对某个时期该地区所能供养人口数量作出粗略的估计。下表列出了国内外对土地承载力研究的主要成果：
综上所述，土地承载力的研究方法主要有单因子分析法、农业生态区划法(aeZ)，多目标规划法、系统动力学法。
纵观以往对土地承载力的研究，可看出具有以下局限性：(1)传统意义上的土地承载力研究以耕地为基础，以食物为中介、以人口容量测算为目标，研究一定的生产技术水平下，依靠本地区自然资源、社会资源所能承受的一定消费水平下的人口量，这在一定意义上难以揭示区域人地关系的相互制约、相互促进的复杂关系。(2)土地承载力研究面对的将是一个包括人口、资源、环境在内的生态经济系统中所有组分的和谐共存关系，不是生态经济系统中某一子系统，更不是子系统中的某一组分。(3)以往土地承载力研究中往往将区域土地承载力系统作为一个孤立封闭的系统，这使得区域现实的土地生产潜力和区域实际能提供的食物量可能相差很大，再加之人口大规模的区际流动，从而导致由土地生产潜力计算的承载能力可能远远偏离区域实际承载能力。
(二)水资源承载力
1．水资源承载力的概念。水资源承载力(waterResourcesCarryingCapacity，wRCC)是承载力概念与水资源领域的自然结合，目前对区域水资源承载力的定义，国内外还没有一个统一的认识。分析这些定义，可以归纳为以下几种观点：徐有鹏提出，水资源承载力指在一定经济技术水平和社会生产条件下，水资源供给工农业生产、人民生活和生态环境保护等用水的最大能力，也即水资源的最大开发容量。施雅风等认为，水资源承载力是指某一地区的水资源，在一定社会历史和科学技术发展阶段，在不破坏社会和生态系统时，最大可承载的农业、工业、城市规模和人口的能力。刘昌明在“水与可持续发展”一文中指出，区域水资源的承载能力是提供给社会与经济的潜在水量中对工业、农业、城市等部门发展支撑的那部分水量。
2．水资源承载力的研究进展。区域水资源承载力(RegionalwaterResourcesCarryingCapacity)的理论研究，国际上单项研究的成果较少，大多将其纳入可持续发展理论中。在国内这方面研究起步较晚，20世纪80年代对水资源承载力的研究才逐渐成为资源承载力研究的主流。其中以新疆水资源承载能力的研究为代表。我国对水资源承载力的模型研究可以在下表中做一总结。
(三)环境资源承载力
1．环境资源承载力的概念。环境资源承载力概念是随着人类对环境问题认识的不断深入以及环境科学的发展出现的，其理论雏形源于环境容量的概念。根据承载介质的不同，环境容量又可分为土壤环境容量、水环境容量和大气环境容量三大类。由于环境容量仅反映了环境销纳污染物的一个功能，因而，也可以把它作为一种狭义的环境承载力。
2．环境资源承载力的研究特点。环境承载力的大小可以以人类活动作用的方向、强度和规模来加以反映，有以下几个影响因素：(1)环境标准。环境标准是指由政府有关部门所制定的强制性的环境保护技术法规，制定环境标准的目的是为保护人民群众健康、社会物质财富和维护生态平衡，保护大气、水、土壤等环境质量。(2)环境容量。从前面对环境容量的分析中可以看出，环境容量大小与区域环境质量有着密切关系。环境质量优越的区域环境容量就相应较大，反之亦然。(3)人类的生产生活方式。环境承载力主要是针对污染物而言，所以这里的人类生产生活方式主要是指与污染物排放有关的生产技术、环境控制措施、生活习惯等。
三、关于资源承载力的分析评价方法
定量化是承载力应用无法回避的一个重要方面，也是承
载力概念具有可操作性的保证。从长期发展过程中，主要形成了以下定量化方法：(1)替代指标(alternativelndicator)或指标体系(1ndicatorSystem)法。(2)系统动力学法(SystemDynamics)。(3)多目标决策分析法(multi―objectiveDecisionmakingandanalysis)。主要是从多种资源的限制作用和(或)多个目标来分析特定区域的土地或环境承载力。(4)专家系统法(expertSystemapproach)。主要是采用专家系统并通过建模来实现承载力的分析和计算。(5)营养需求法(nutritionDemand)。主要是在应用生态学领域中得到应用，根据特定环境所能提供的营养物和动物生长的营养需求之间的平衡关系来确定承载容量(6)问卷调查和计数法(QuestionaireandCounting)。主要是应用于旅游和娱乐承载力方面。目前也出现了采用定量化模型来计算旅游承载力的趋势。(7)生态足迹法。生态足迹分析法从需求面计算生态足迹的大小，从供给面计算生态承载力的大小，通过对这二者的比较，评价研究对象的可持续发展状况。
四、关于自然资源承载力问题研究的展望
承载力作为一种描述人与环境或物种与环境之间的关系的度量工具，在长期的争论中，已经对唤醒人类环境意识起到了突出的作用。但总体上看，无论是理论探讨还是实证计算，承载力研究都不够系统和深入，尚未形成从基本概念到量化方法的完善的理论体系。目前存在的问题主要是对于承载力的概念和内涵尚未形成共识，以及能够准确描述人与环境或物种与环境之间关系的定量化方法尚为缺乏。纷繁芜杂的承载力定义甚至足以使专门研究承载力的学者都感到困惑，连对承载力本身存在与否都还存在很大的争议，一些主流的经济学家甚至认为地球并不存在承载极限。
目前，在对资源承载力的研究上呈现出几种学科和种类偏好：从研究角度上来看，资源承载力研究可分为总体资源承载力研究和各子资源承载力研究。总体承载力主要通过生态足迹法和相对承载力评价法对承载力进行评价，有些还会通过评价进而拟和其与经济发展的关系曲线。但是，自然资源的复杂性决定了各种自然资源的范围和内涵难以界定。同时，他们对经济发展有着内在的关联和制约关系，很难明确二者的关系。因此，这方面的研究还处于尝试性研究，尚未得出成熟的结论。
对各个子资源承载力的研究，主要集中在对水资源、土地资源和环境等资源的承载力评价上，其中大部分研究以人口作为承载对象。也有部分研究以经济规模作为承载对象，但研究重点都是放在承载力指数的计算上，对相关经济发展问题的研究和政府政策的建议相对较少。在量化上，当前的承载力定量计算方式大都基于人口(生物)、环境及其关系的假设，采用线性方法求解，因此很难反映真实的现实情况，即使是系统动力学的非线性方法，也不能有效地刻画人口和环境之间的相互作用关系，加之承载力概念本身具有很大的动态变化性和不确定性，更加大了量化的难度，降低了量化结果的可信度及其对政策和管理的作用。
资源承载力的概念虽然源自国外，但是国外对于单个资源承载力的研究以及和经济问题协调发展的专门研究并不多，它一般仅与其他自然资源一起在可持续发展文献中得到了宽泛的探讨。这在于：第一，承载力是一个难以证明的、非规范性的、客观性和主观性相统一的概念，依赖于研究或管理目标、外界技术及人类活动输入等因素的条件性极限，具有较大的模糊性和不确定性，难于量化和对政策决策起到实际的作用；第二，欧美等发达国家的资源相对比较丰富，其对污染问题的关心一般要甚于资源量的问题。我国的资源承载力研究始于对土地资源承载力的研究，20世纪80年代后期，对水资源承载力的研究逐渐成为资源承载力研究的主流。总体上看，我国资源(环境)承载力研究吸收了国外的研究成果，一般偏重于应用和量化方法的研究，对概念的系统探讨较少。在概念上主要是借鉴了Fao和UneSCo对资源承载力的定义，在量化方法上则吸收了《增长的极限》中所提出的系统动力学方法。
生态环境概况篇3
环境刑法中法益的确定对污染概念的影响
环境刑法中的法益，是指环境刑法保护的社会利益。环境刑法中的污染，是损害这种法益的一种表现形式。在环境刑法中，法益的规定性对于污染概念的成立有着直接的意义。
在反对环境犯罪的斗争中，人们首先认识的是环境破坏之后对人类生命健康的危害。以人类为中心来确定“环境”的范围而形成的“人类环境”（注：“人类环境”这个概念是1972年联合国大会人类环境会议时提出来的，指的是以人类为中心和主体的外部世界，包括人类赖以生存和发展的天然的和人工改造过的各种自然因素的综合体。转引自金瑞林主编：《环境法学》，北京大学出版社，1998年版，第2页。）的概念，大致反映了20世纪70年代初之前人类对环境的认识和在反对环境犯罪中需要保护的社会利益的性质。在这个时期之前，主要地是由于工业化的程度比较低，人类关心的主要是如何“合理地”向大自然索取。人们对于自己的社会经济活动对环境造成改变从而最终给人类自己带来的不利影响，并没有太深刻的认识。德国在1971年由各方面专家提出的刑法修改建议稿中，“环境保护”的概念也不过是局限在“保护人类生命健康免受环境的危害”这样的认识上。（注：关于德国环境刑法发展的概况，参见拙作：《德国经济犯罪与经济刑法研究》第九章，北京大学出版社，1999年。）70年代以来，由于人为原因对环境的破坏，包括由于不合理地开发利用资源而引起的环境问题，例如水土流失、土地荒漠化和盐碱化、资源枯竭、气候变异、物种灭绝、生态平衡失调等，尤其是通过向自然环境排放污染物的形式对环境的破坏给人类带来的危害，日益受到重视。酸雨、“温室效应”和臭氧层破坏这些污染环境的后果对人类基本生存环境的威胁，更是震撼了全世界。在这种对环境意义的新认识中，德国刑法学界开始考虑将保护生态学意义上的环境作为自己保护的社会利益。
生态学意义上的环境，是指以整个生物界为中心和主体而构成的为生物生存所必要的外部空间和无生命物质的总和。生态环境的概念与人类环境的概念对环境刑法的意义有很大的不同。根据人类环境的概念，人类是可以改变自然环境的，并且，只要这种对自然环境的改变没有直接侵害人类自身的生命和健康，就不会有刑事责任问题。根据生态学意义上的环境概念，则很容易得出这样的结论：环境犯罪将以环境是否受到对其不利的侵害为标准，并且，刑事责任的产生不需要以对人类的损害为必要条件。（注：有关的分析，参见杨春洗、向泽选、刘生荣：《危害环境罪的理论与实务》，高等教育出版社，1999年版，第8-9页。）
在根据“人类环境”的识识而确立的环境犯罪概念里，自然环境在实质上并没有成为刑法所要保护的一个自在的和独立的对象。在这种条件下，自然环境受到刑法的保护，其实是以人的生命、健康和财产不受到损害为条件和限度的。在司法实践中，如果人的生命、健康和财产没有受到直接的侵害，或者该种侵害是在人类社会可以忍受的程度之内，对自然环境的破坏行为是不会受到刑法处罚的。因此，在以“人类环境”作为法益的环境刑法中，污染必须达到给人的生命、健康或者财产造成损害的地步，才能在刑法上被承认，也就是说，才能作为犯罪处理。
在随后的几十年实践中，德国学者认识到，这种“以人类为中心的自私和短浅的目光”，（注：德国弗莱堡马普外国刑法与国际刑法研究所所长艾瑟尔教授：“德国经济刑法的最新发展”(prof.Dr.albineser,Zurneuestenentwicklungdesdeutschenwirtschaftsstrafrechts)，参见拙作：《德国经济犯罪与经济刑法研究》，北京大学出版社，1999年，第400页。）并不能保护人类社会免除环境犯罪的侵害。一方面，由于人们在没有直接侵害他人生命、健康和财产的范围内，仍然可以不受刑事处罚地损害环境，因此，刑法在保护社会功能中所必须发挥的“禁止性”作用，在人类环境的概念下所制定的环境刑法中，是相当不明确的。人们经常不容易知道自己的行为是法律所允许的还是法律所禁止的。另一方面，现代生态科学的发展也揭示了，由于生态系统能量流动和物质循环的作用，特别是食物链中的“生物放大”现象，（注：关于生态系统的功能问题，是指在同一食物链上，某些元素，尤其是那些难以自然分解的元素在生物体内的浓度随着营养级的提高而逐步增大的现象。参见金瑞林：前引书，第12-14页。）使得人类对环境的损害行为实际上可以表现为一个过程。这就是，对环境的损害行为，虽然单个地看可能难以确定对人损害的性质，但是，这些行为不仅可以通过不断地持续地发生而使危害社会的结果得以积累，从而显示其危害社会的性质，更可能通过自然界中低营养级的生物向高营养级的生物提供物质和能量的过程，而使损害环境的结果得以浓集并最终在人类身上显示出来。由于这个过程可能是在不知不觉中发生的，更由于自然环境被破坏之后恢复的困难性，因此，环境刑法在“生态环境”法益的支配下，对污染的要求可能就会空前地严格：任何改变环境并且可能最终危及人类的行为都有可能被认为是污染。
不过，生态环境的概念及其所要求的严格污染概念，在实践中很难行得通。人作为环境的产物，不仅要认识环境，而且要改造环境。如果完全地不考虑环境的改变对人的影响，绝对地将环境作为一个自在的独立的实体加以保护，使之免受人类的侵害，那么，人类社会的发展恐怕不是“零增长”（注：“零增长”的理论是国际学术组织《罗马俱乐部》在1968年的研究报告“增长的极限”中提出的。该理论认为，由于人类与环境系统存在着发展的无限性和地球的有限性这样的基本矛盾，为了防止地球和人类社会的瓦解危机，“必须把经济增长限制到零”。转引自金瑞林：前引书，第35，95页。）的问题，而是负增长的问题了。因为即使人类社会不发展，不对环境造成新的损害，但是，为了解决现有的生产和生活条件对环境造成的损害问题，人类社会即使是向后倒退，也无法解决目前那些已知的环境问题。在德国经济界就经常有人担心，实行更严格的环境保护会不会危及“德国的经济地位”问题。很明显，不在利用和开发环境的基础上讨论环境问题是没有意义的，现代刑法不可能无条件地支持这样的保护环境的观念。
在这种既要生存又要发展的两难选择中，德国环境刑法目前采取了结合“人类环境”和“生态环境”两方面利益作为自己保护的法益的立场。德国政府在提请德国联邦议会讨论反环境犯罪法的草案说明中明确指出：“人类的生存空间和自然生存基础是需要刑法保护与重视的，长期以来，它们一直处在为保护传统的尤其是个人权利的法益的刑法的核心部分，这是不言而喻的。环境的刑事保护不能单纯地局限于对人类生命健康的保护，必须同时保护象水、空气和土地这样的基本生活基础，应当将它们作为人类生活空间的组成部分加以保护，并且将这种生态学的保护利益也作为法益来加以认识。”（注：参看“德国联邦议会公报”(Bundestagsdrucksache)8/2382，第9页。）
德国环境刑法将“人类环境”和“生态环境”作为保护的法益，一方面承认地球资源的再生能力和环境的自净能力，或者说是承认人类有向自然环境索取资源和排放废弃物的权利；另一方面又认识到地球的资源和自净能力都是有限的，或者说是认识到如果人类不把自己损害自然环境的行为限制在“合理”的范围之内，总有一天，地球——这个人类共同的家园将难以适合人类居住。这种妥协式的立法安排，仍然受到许多德国刑法学者的批评。例如，德国弗莱堡马普外国刑法与国际刑法研究所所长艾瑟尔教授(prof.Dr.albineser)就指出，德国的环境保护目前注意仍然主要是环境资源的适度使用和保护资源的再生上，对于维护遣传物质的储备必须保持必要的多样性方面，仍然缺乏足够的认识。“如果人们认识到，在每一种植物或者动物中都有一种潜在的‘生存智慧’存在于遗传物质之中，这样，人们就会用新的眼光来认识维持物种多样性的重要意义。如果有人现在还没有认识到维持物种多样性对保持不同动植物种类之间在功能平衡上具有重大意义，而仍然要求环境对人类的奉献，那么，他就将在对人类的生存质量的保障中看到这种奉献的消失。”（注：参见艾瑟尔：前引文。）然而，尽管有这些激进意见的批评，德国刑法界现在一般同意，环境刑法应当维护人类对自己未来生存的自然基础的责任感。在这里，对环境本身的保护，保护的最终还是人类当前和未来的生存条件，也可以说，如果不能保护作为人类生存条件的环境，人类自己最终也是无法得到真正的保护的。
根据这种对环境刑法保护法益的认识，在德国环境刑法的具体条文的表述中，有的是以人的生命、健康和财产作为直接的保护对象，直接体现对“人类环境”这种法益的保护；有的是以水、土地和特定地区作为直接的保护对象，直接体现对“生态环境”法益的保护。这些条文虽然是以保护人类为最终目的的，但是在如何保护人类方面，却存在着不同的侧重点，总的来说，德国环境刑法不仅是在保护人的生活，而且是在保护人如何生活。这样的立法认识和立法规定，对于司法实践中如何认定污染的表现形式，有着根本的指导性意义。
污染在各种环境犯罪中的表现形式
污染在德国环境刑法中的表现形式，主要是通过两种立法技术来规定的：第一种是使用危害行为、危害结果和危害状态（注：严格地说，德国刑法对危害状态的规定是以引起某种状态作为犯罪既遂的条件，因此，在德国环境刑法中，危害状态是一种特殊的行为或者结果。参见拙作：前引书，第346页。）这三种构成犯罪的要素来加以描述；第二种是根据“人类环境”和“生态环境”作为刑法法益的要求，从对人、水、空气、土地以及特定保护区域的影响这五个方面分别来界定污染的各种形式。在具体法律条文中，这两种方法是交叉使用的。对于可能在多方面给环境和社会造成严重损害的放射性污染，德国环境刑法另外专门规定了未经许可使用（核）设备罪（第327条）和未经许可处理放射性材料和其他危险物品罪（第328条）。对于违法使用核材料足以损害他人健康、生命或者财产的，德国刑法是作为危害公共安全罪来处理的，而不再作为一般的环境污染问题来处理。
（一）对人污染的表现形式
环境污染对人的影响，表现在对人的生命、健康和财产的直接损害。在德国环境刑法中，直接对人造成损害的污染，不是作为具体环境犯罪所侵害的直接法益来保护的，而是作为对环境犯罪从重处罚的情节加以规定的。根据德国刑法的规定，（注：这方面的规定主要是《德国刑法典》第330条“环境犯罪的特别严重情节”和第330a条“通过毒物排放造成的严重危害”中加以规定的。参见《德国刑法典》(Strafgesetzbuch,31.auflage,1998,Beck-texteimdtv)。）故意（注：过失犯罪时，只有在排放有毒物质产生致人死亡危险或者产生致多数人重伤危险的情况下，才能承担刑事责任。参见《德国刑法典》第330a条。）实施《施国刑法典》第324条至第329条规定的污染水、土地、空气和特定保护区，造成他人死亡或者严重损害健康危险、使大量人员处于损害健康危险状况、或者造成他人死亡的，应当判处更重的刑罚。（注：根据《德国刑法典》的规定，污染犯罪的一般情节的法定最高刑是2-3年有期徒刑，具有从重情节的法定最高刑是5年有期徒刑，对于造成他人死亡的，最高法定刑是10年有期徒刑。参见《德国刑法典》有关条文。）对水、土地和特定区域造成严重的污染，达到无法清除或者必须投入特别大量的资金和花费较长的时间才能清除的程度，也应当判处更重的刑罚。在德国的司法实践中，这种污染经常是由于以下行为产生的：违反为保护环境免受空气污染、噪音、震动、辐射或者其他对环境有害、对公众或者邻近地区具有其他危险的法律规定、可执行的禁令、命令或者规定，使用企业的场所和机器等设施（汽车、轨道车、飞行器或者轮船除外）造成的污染；未经必要的批准、资格认定、建筑许可、或者违反为保护环境免受有害影响而的可执行的禁令、命令或者规定，或者严重违反遵守公认的技术规范的义务，使用管道设施运送对水有害的物质，或者使用企业设备存放、分装或者重新包装对水有害的物质造成的污染；作为汽车司机或者作为其他对安全或运输负有责任的人，未经必要的批准或者许可，或者违反为保护环境免受有害影响而的可执行的禁令、命令或者规定，或者严重违反保护有关货物句受危害的义务，对核燃料、其他放射性物质、有爆炸危险性的物质或者其他危险的货物进行运输、发送、包装或拆装、装载或卸载、接受或转让他人，或者不作标记，结果造成污染的。另外，排放和泄露有毒物质也是对人的生命和健康有重大危害的一种污染形式。（注：参见《德国刑法典》第330a条释放有毒物质造成严重危害罪。）
（二）水污染的表现形式
水污染主要是由危害水资源的环境犯罪（注：在德国经济刑法中，保护水资源的刑事责任主要是在《德国水保持法》和《德国刑法典》中加以规定的。参见拙作：前引书。）造成的，其中主要是由《德国刑法典》第324条规定的水污染罪造成的。如果仅仅是违背了小心谨慎的义务，尚没有导致水污染事故发生的，或者说，尚不能充分地证明水污染的发生的，经常要根据《德国水保持法》承担违反秩序的责任。
水污染罪侵害的对象是水。德国刑法界一般认为，水污染罪保护的法益是“水对人类和环境的功能”。也有个别意见认为，该罪保护的法益是“有关行政机关为了社会公众的福利对水进行管理的功能”。根据《德国刑法典》规定的定义，（注：参见《德国刑法典》第330d条第1款第1项。）“水”是指在《德国刑法典》适用范围内的地表水、地下水以及海洋里的水（注：对于海洋里的水，《德国刑法典》与《德国水保持法》的规定略有不同，并不仅限于德国领海里的水，也不限于《德国刑法典》适用范围里的水，而是指没有地域限制的海洋里的水，包括公海里的水。对此，德国刑法界不认为在这里引入了刑法适用的世界法原则(weltrechtsprinzip)，因为根据《德国刑法典》总则关于德国刑法适用范围的规定，只有德国人以及在悬挂德国国旗的船上或者在德国大陆架上实施行为的外国人，还有那些在德国国内犯罪并且不应当引渡的外国人，才能根据本条规定受到德国的刑事制裁。）。《德国刑法典》规定的水污染的行为是“未经准许对水造成污染或者其他对水的性质造成不利的改变”。
在水污染罪的行为构成中，污染是指水的表现形态在行为人的行为之后表现出不如从前那么“纯”（注：“纯”在德语中是rein，含义包括纯、纯正、完美无缺、清洁干净。）的状况，尤其是指那种水变浑浊、有泡沫、有油渍的情况。与过去《德国水保持法》的规定不同，为了防止对污染的概念提出过高的要求，现在德国刑法的规定不再要求造成污染的物质造成危害或者具有危害的危险，相反，只要造成水的不干净就可以了。然而，也不是每一种轻微的污染都符合本罪规定的行为构成，因为在这里，污染必须达到可以认定是对水的性质造成“不利的改变”时，才能构成犯罪。因此，那种通过泥沙使水造成轻微浑浊的情况，就不属于这里所说的污染。在决定是否存在着水污染的时候，关键在于判断行为对水的质量的影响。因此，是否存在水污染，只能根据具体案件的具体情况，例如水的数量和深度，水的用途，水的流速，投入水中的物质的数量和危险性来加以决定。在德国司法实践中，对很小一部分水造成严重污染的情况，一般来说，并不认为是符合情节严重的标准，但是，在实践中，也存在着认定污染了一部分水就足以构成犯罪的情况。（注：德国联邦最高法院判例，载“新刑法杂志”第91卷，第282页(BGHnS[,t]Z91,282)。）不过，从概念上说，并不要求被污染的水在污染前是干净的，换句话说，脏水也是可以被污染的，或者说，脏水也可以是本罪侵犯的对象。这里的关键之点在于：水的原来的状态被改变了。另外，德国刑法界还有一种有影响的意见主张，将有棱角的物体沉在河底，从而影响航行或者浴场的安全的，虽然没有影响水的质量，但是也属于污染的范畴。尽管这样的认识有点太宽泛了，但是还是被认为可以接受。
对本罪所要求的对水的性质造成“其他不利的改变”的要件，应当看成是各种不能为污染所包含的对水的性质加以不利改变的情况的总和。其中应当特别注意的是对水的性质造成的无法用肉眼看出的改变，尤其是造成水的物理、化学或者生物学特性的不利变化，例如，水流变暖或者变冷，加快或者受阻，等等。在这里不需要发生具体的不利情况，例如，鱼的死亡。在水质由于被加入了某种物质而变差了的时候，这种不利的改变就可以认为已经存在。而在对水的客观使用的可能性造成危害时，不管这种危害是一种担心或者是一种可能，就足以认为水质已经变差。德国刑法学界一般认为，构成本罪所要求的对水的“不利改变”，不应当包括对人、动物或者植物造成危害的可能性，因为根据法律对行为构成的要求，不利的可能性并不局限于人、动物和植物这个范围。因此，只要存在着必须对水的使用进行花费巨大的预加工，即存在着财产损失的危险性，那么，就足以认为存在着“不利的改变”。水的再利用能力的降低，也是一种“不利的改变”，这就是说，受污染的或者其他在性质上受到不利影响的水，也可以成为本罪的侵害对象。德国地方法院曾有判例认为，水面下降，危害了动植物的生活关系的，也是一种“其他对水的性质的不利改变”的情况。（注：下萨克森州奥尔登堡司法公报第90卷，第156页(oldenburgndsRpfl.90,156)。）
引起水污染或者水的性质的不利改变的各种行为，都属于水污染罪的行为构成的范畴。这种行为包括各种通过污染物质直接污染水的行为，也包括有害物质间接地造成污染的行为，例如，通过乡镇排水工程排放有害物质、通过渗井排放废油、放任汽油从汽车里漏出、允许青贮饲料汁渗入土壤，等等。水污染罪要求的污染不仅可以是由作为行为构成的，而且也可以是由不作为行为构成的。例如，由于不采取防护措施使油罐外溢造成的污染。但是，在污染发生的情况下，水污染罪所要求的不作为行为仅仅具有防止污染进一步扩大的义务，就是说，如果行为人没有采取措施防止污染进一步扩大的就要承担刑事责任。但是，行为人不具有将已发生的污染加以清除的义务，即行为人不会因为没有清除污染而承担刑事责任。
当然，德国的水污染罪只有在“未经准行”的情况下才能构成。在有权机关许可的情况之下和范围之内，对水造成污染的行为就没有刑事责任问题可言。
（三）空气污染的表现形式
空气污染可以从两个阶段上来考察：90年代初期以前，德国在空气污染方面基本采取的是广义概念，包括狭义的空气污染和其他通过空气非正常震动的方式造成污染的情况；在目前的《德国刑法典》中，空气污染是特指通过改变空气的自然构成来造成污染的情况。原来这个方面的污染已经分解为空气污染和噪音污染了。（注：为了保持对问题叙述的完整性，笔者在这里仍然将噪音污染作为一个子问题，将其包括在空气污染项下进行讨论。）
《德国刑法典》第325条规定的空气污染罪所侵害的直接法益，一般认为是空气的纯净性。为了完整地保护本罪所危害的法益，刑法保护被设定在危害发生之前的预备阶段，即只要行为人违反行政管理法规定的义务，在使用设备，尤其是在使用工作场所或者机器时，改变空气的自然构成，足以造成设备所属的区域之外的人的健康和动物、植物或者其他贵重物品的损害的，就可以构成犯罪。根据这个法律要求，空气污染必须具有造成空气破坏的结果，因此，本罪也表现为一种结果危害构成。
在污染空气的结果中，空气自然构成的改变可以通过气态、液态或者固态的物质来加以改变，例如，通过排放尘埃、气体、蒸汽或者有气味的物质，以及各种烟雾等行为来实施。并且，法律所要求的空气的自然成分，并不意味着作为污染对象的空气在被污染之前必须处于标准的洁净状态，事实上，已经被污染的空气仍然可以成为污染的对象。这里，有意义的是空气状态的具体改变，尽管改变的数值必须考虑空气的自然成分。不过，德国刑法界一般认为，抽取空气成分的行为，例如，减少氧气含量的行为不属于空气污染行为。
空气污染的行为必须是通过使用设备造成的。这里所说的设备，除了刑法明确提到的工作场所和机器之外，还包括各种固定的和可移动的设备和机器。在土地上偶而进行的行为，例如，焚烧自家花园里的废物或者荒草，农田的施肥，等等，或者在时间间隔很长之后又做这样的事，都不能认为是使用设备。对于设备的使用来说，一般认为，只要该设备是处在为了实现建立的目的而加以使用的过程中，该设备就是被使用了。但是，这种使用也可以是间接的，例如，对设备的测试或者修理。设备归谁所有并不影响设备是否被使用了，就是说，设备可以是由非设备所有人使用。
根据法律的要求，造成空气污染的行为还必须是严重违反行政管理法规定的义务的行为，包括严重违反可实施的保护环境免受有害影响的命令或者规定，或者在缺乏保护环境免受有害影响所必须的许可或者违反为此目的而的可实施的禁令的条件下使用设备的行为。一般认为，无视命令和规定，就可以构成符合要求的行为，这些命令和规定不必是专门保护环境的。对于“严重违反义务”的标准，可以从违反义务的程度、所违反的义务的意义来加以确定。如果有关的义务在特别严重的程度上，或者所违反的是特别重要的义务，就构成“严重的违反义务”。
根据法律的要求，这种行为构成不必要求损害的出现，也不必要求对人的健康产生具体的危害，只要具有根据可靠的自然科学知识，该空气污染足以引起损害就可以了。一般认为，空气污染只需要达到对人的健康或者对动物具有一般的危险性就可以了，然而，这种可能的危险性可以仅仅限制在特定的人群范围内，例如，老人、病人、身体虚弱的人、婴儿，不必要求对所有的人同时都具有一样的危险性。污染的排放是本身就具有危险性还是与其他因素一起发挥作用的并不重要。但是，空气污染是间接地发挥危害作用的也属于足以造成危害，例如，有害物质污染了植物，动物吃了植物又受了污染，或者人吃了植物或者动物又受了污染。同样，动物的迁徙使得自然的种群受到不利的改变从而危害了动物或者植物的，也是属于足以造成危害。总之，一般的“足以”必须是确定的，不能是估计的或者仅仅是可能的。
通常，是否“足以”应当在专家的帮助下，根据具体案件的情况来判断。但是，在这里依据的排放标准是由德国行政管理部门通过行政法规公布的，这种技术性规定仅仅对行政管理部门有约束力，却不能对法院产生约束力，虽然它提供了自然科学方面的专业意见。尽管这种与行政法规定的排放标准不同的标准不会永远成为空气污染罪中的“足以”标准，但是，德国刑法界的确有强烈的主张，要求制定独立的刑法方面的标准。
在噪音污染方面，噪音是指人的耳朵能够听到的、属于扰乱正常人可以忍受的听力的相当大的声音。是否噪音并不考虑个别人可以超负荷忍受特大声音音量的能力。根据德国刑法的规定，噪音污染必须是由于使用设备并且违反行政法规定的义务造成的。这里所说的设备包括安装有产生噪音的机器或者使用发动机的装置，例如，履带式推土机、割草机、使用压缩空气的气锤和气钻，另外，还包括摩托车运动场和射击场。根据有关防止有害排放的法律法规的规定，声音播放器和乐器也属于设备。不过，噪音的产生只要达到足以危害设备所属区域以外的人的健康的程度，就符合本罪行为构成的要求了。德国刑法界虽然对于造成人的健康危害要求多高的噪音，例如，危害人的睡眠的噪音要求多高的等级，仍然没有明确的统一意见，但是，一般认为，噪音造成神经系统状态的病理性疾病或者其他疾病的，就属于产生了危害结果。然而，仅仅损害了精神健康的，还不能算造成危害结果。
（四）土地污染的表现形式
土地并不从一开始就是德国刑法保护的对象。在《德国刑法典》规定污染土地罪以后，对于生态有重要意义的土地的功能才成为德国环境刑法保护的直接客体。在此之前，土地只能通过对其使用有保护意义的其他规定（注：这些规定主要是《德国刑法典》规定的危害环境处理垃圾罪（第326条），危害特殊保护区罪（第329条）和释放有毒物质造成严重危害罪（第330a条）。另外，在化学品法和滴滴涕法等法律法规中也有一些规定。）而间接地受到环境刑法的保护。因此，根据现在的德国刑法规定，土地污染就有两种表现形式，一种是直接的在土地上表现出来的污染，一种是间接的通过其他法律禁止的行为而对土地造成的污染。
直接在土地上表现出来的污染，是污染土地罪所禁止的以土地为污染对象所造成的污染。作为污染对象的土地，可以是地球表面上层各种形态部分，包括固态、液态和气态的部分，只要其能够起到生态功能的承担者的作用。但是，对于土地上的水本身以及水下的土地部分，德国刑法学界认为，只要污染主要作用于水，那么，这些部分就不属于污染土地罪的保护对象，而属于水污染罪的保护对象。（注：参见舍恩科／施勒得：《刑法典注释》第25版，贝克出版社，慕尼黑，1997年，第2198页(Schoenke/Schroeder,StrafgesetzbuchKommentar25.auflage,VerlagC.H.Beckmuenchen,1997,S.2198)。）把土地作为环境刑法保护的对象，强调了对生态环境有重要意义的非生命物质的保护。在这里，土地上是否已经开发利用是不重要的。
污染土地罪所指的污染行为，是指违反行政管理法规规定的义务，给土地带来、造成或者释放某种物质，并且通过足以危害他人健康，危害动物、植物，损害贵重物品或者水源的方式，或者在相当的范围内造成污染或者造成其他有害的变化的行为。在土地污染的概念中，关键在于给土地的属性造成有害的变化。这种有害的变化包括各种对土地的生态功能有意义的物理、化学或者生物属性的不利改变。在实践中，这种不利改变需要以行为前后土地质量的比较为条件。土地污染所说的有害的变化，还要求造成土地成份构成明显可觉察的对生态的不利改变。不过，这种对生态有害的变化并不要求持久存在，因此，那种能够迅速不为人所见的不利改变，例如，可以很快渗入地下水的毒物，只要其在种类和影响范围上有相当的不利作用，就可以被包括进土地污染的范围。
间接的通过其他法律禁止的行为而对土地造成的污染，主要是指垃圾污染。根据德国垃圾刑法，目前受到管制的垃圾一共有三类：
第一类是能够含有或者产生对人或者动物有毒的物质，或者含有或者能够产生对人或者动物的群体有害或者具有传染性的病原体的垃圾。这里的有毒物质是指那些根据其自身特点会产生化学或者物理化学反应，足以损害人的健康的物质。
第二类是具有爆炸危险性、自燃或者非少量放射性的垃圾。这里的爆炸危险性应当根据德国爆炸物品法中的规定来判断。自然性是指可以在自然条件下，未经点燃就可以自己着火的性质。放射性垃圾是指含有核放射性物质的或者可以放射出辐射线的垃圾，但是，仅仅含有少量（注：关于少量的界限，要根据不同物质确定。例如，《德国辐射保护条例》第45和46条中就有相关的规定。）放射性的垃圾不属于这一类垃圾的内容。
第三类是根据其种类、性质或者数量，足以持久地给水、空气或者土地造成不利的污染或者其他不利的变化的垃圾。这一类首先是包括《德国垃圾法》第2条第2款的“特别垃圾”和德国《水管理法》中的危害水资源的物质。这类垃圾的种类很广，可以是生活垃圾、人粪、畜粪（例如在一天内在一个地方堆积一万立升的牛粪），只要其具有法律要求的条件，即足以给水、空气或者土地造成不利的污染或者其他不利的变化。
德国刑法中的垃圾概念，虽然是在垃圾法规定的垃圾概念的基础上建立的，但是，垃圾在刑法上的概念与垃圾法上的概念并不完全等同。《垃圾法》规定的垃圾，是指全部可移动的垃圾，包括固体垃圾、液体垃圾和气体垃圾。这些垃圾可以是垃圾的所有人愿意扔掉的，或者是为了社会的利益应当有管理地不再保存的。前者也称为任意性垃圾或者主观性垃圾，后者也称为强制性垃圾或者客观性垃圾。（注：在德国法律界，对主观性垃圾与客观性垃圾的区分与种类存在着许多争论，例如，有的主张从是否出于保护社会的利益来区分，还有的主张从是否还有经济价值来区分。但是，无论如何，这个概念下的垃圾都属于垃圾刑法的管制范围。参看：舍恩科／施勒得：前引书，第326条。）与《垃圾法》规定的垃圾概念相比，德国刑法中的垃圾概念表现出或宽或窄的特点。比垃圾法规定的概念较宽的地方在于，德国刑法对液态垃圾没有限制性规定，没有象垃圾法那样把导入污水处理设施的废水和其他物质排除在垃圾的概念之外，因为对导入污水处理设施中废水和其他物质的使用，也必须持有德国水法发放的许可才能进行，否则也构成犯罪。另外，刑法意义上的垃圾，还可能与德国《原子能法》和其他法规中规定的交出特定的垃圾的义务联系在一起的。原子能法规定的“放射性剩余物质”和“拆卸或者拆除下来的具有放射性的设备部件”，只要是从原子能法的角度看来已经失去使用价值的东西，就属于刑法意义上的垃圾。不过，那种受到放射性污染的物品和食物，如果不能属于“具有爆炸危险性、自然或者非少量放射性的”垃圾的范围，就不属于刑法意义上的垃圾。比垃圾法规定的概念较窄的地方在于，刑法的垃圾概念不包括垃圾法规定的垃圾推定，即推定为垃圾的情况。（注：例如，未经合法机关许可，在公共场所等地非法存放的汽车等物件，在特定的情况下，可以根据垃圾法被推定为是垃圾。）
在德国加强环境保护的呼声中，主张对垃圾刑法进行改革是最强烈的和最迫切的意见之一。德国刑法界中影响比较大的改革主张有：应当扩大垃圾刑法中应当加以管制的垃圾种类，特别应当在垃圾刑法中加以规定的垃圾种类有：对人有致癌作用的垃圾，会产生危害植物果实的垃圾，会改变遗传特征的垃圾，以及那些在种类、特征或者数量上足以危害动物或者植物的存在（即在特定地区范围内动物或者植物种群的数量）的垃圾。另外，还有人主张扩大法定的交出有放射性的垃圾的范围。
德国垃圾刑法对造成垃圾污染的行为也作了以下具体的规定：处理，即对垃圾进行预加工、捣碎、堆积、烧毁、消毒，以及其他从数量上或者质量上对垃圾加以改造的行为；（注：例如，未经准许将被油污染过的土壤与未受污染的材料相混合，将报废的汽车压扁的行为，等等。）存放，即临时存放垃圾的行为；（注：例如，长期地不间断地将工厂的场地当作“临时”场地堆放特别垃圾。）贮存，即以长期堆放为目的存放垃圾的行为；排放，即让液体性物质流走，不再以原样收回的行为；清除，即其他使自己摆脱垃圾的行为，尤其包括将垃圾以其他形式排入水中和空中的行为，另外，将垃圾交给轻信的第三人作最后处理的行为，在行为人对此完全没有发挥作用的可能性的情况下，也属于清除行为。除了这些垃圾污染行为之外，违反法定义务不交出放射性垃圾的，也是一种犯罪行为。
（五）对特定保护区域的污染形式
特殊保护区是指在那种生态意义上特别敏感的地区。受德国环境刑法直接保护的特殊保护区有三个，即特定的容易遭受空气污染和噪音侵害的地区，水源与矿泉保护地区，以及自然保护区。这些地区具有的独特的生态利益，对人类的生存有着特殊的意义。
危害特殊保护区的污染形式主要有三种：
第一，违反法律法规，在需要特别防止空气污染或者噪音对环境造成有害影响的地区，或者在缺乏变化的气候状况下应当担心空气污染急剧增加对环境有害的影响的地区，使用产生空气污染或者噪音的设备的；
第二，违反法律法规，在对水源或者矿泉水源特别加以保护的地区，使用职业设备贮存、装载、转运对水源有危害的物质，使用管道运送对水源有危害的物质，或者在职业活动规模上进行的开采砾石、沙土或者其他固体物质的；
第三，违反法律法规，在自然保护区、国家公园、或者作为自然保护区临时加以保护的地区，开采矿产或者其他土地的组成部分或者从中牟利的，进行挖掘或者堆积活动的，取水、排水或者对水作任何改变的，对沼泽、泥潭、池塘或者其他潮湿地区进行排水活动的，或者砍树挖根的。
虽然这些污染行为的造成都是以违反法律和行政规定为前提的，但是，德国刑法学界认为，这种污染侵犯的法益不是单纯的超个人的行政管理利益，而是通过独立的生态方面的法益表现出来的对人的保护。
污染概念中的正当化与免责问题
污染概念中的正当化与免责问题是由于对污染概念加以限制的必要性而提出的。限制污染概念的必要性主要是出于两个方面的考虑：
第一，理论根据方面的考虑。在污染还没有直接表现为对人的健康、生命和财产的损害的时候，就宣布其为犯罪的做法，在理论上似乎与“抽象的危害行为”的概念很难划清界限。根据抽象危害行为的概念，犯罪的成立不取决于损害结果或者具体危害的出现，尤其不取决于对危害结果加以证明的危害行为。如果在刑法中引入抽象危害行为，就意味着刑事责任的扩大，并且，如果在环境犯罪中不需要要求证明某种污染对人的危害，是否容易导致随意出入人罪的危险？显然，抽象危害行为理论与传统的以造成实际损害行为为中心的理论有很不一致的地方。
第二，立法技术方面的考虑。德国环境刑法的一个重要特点就是采用“空白刑法”的立法技术。空白刑法是指完全或者部分地将对行为构成的描述“空白地”留下来，而通过引述其他法律规定，其中主要是非立法机构制定的行政法规，加以补充和完善的刑法规定。这种立法技术看起来就像立法者开出了一张空白支票，而有关管理部门则有权加以填写。同时，由于德国允许在合乎法律规定的情况下排放废气、废水和废物，因此，在这种立法模式下，如何保证正确地追究污染环境的刑事责任，即在造成环境污染时不放纵犯罪和在符合法律法规规定的排放情况下不追究排放人的刑事责任，就成为十分重要的立法与司法问题。
为了防止滥用污染概念，德国刑法学界在理论和实践方面都进行了研究和努力。
在理论方面，德国刑法界并不一般地承认污染犯罪都是抽象危害构成。从“人类环境”的眼光来看，抽象危害构成仅仅表现为与个人的人身财产利益有关。然而，从“生态环境”的眼光看来，与个人人身财产利益没有直接关系的环境利益，就对犯罪的成立起了关键性的作用。例如，在水污染犯罪中，如果只把人的生命与健康利益作为受保护的利益，那么，水污染就表现为对这些利益的一种抽象的危害。从生态意义上观察，由于水的纯净是需要保护的法益，因为那是人在生态学意义上的生活基础，因此，水污染行为对水的纯度的损害就是一种真正的损害，而不应当被看成是单纯的抽象危害了。从理论上严格地说，德国污染犯罪中有一些是使用抽象危害构成加以规定的，有一些则不是。
在立法技术方面，德国刑法界一方面通过肯定了环境刑法依靠行政管理法规的立法模式符合德国宪法规定的明确性原则（注：《德国基本法》第103条第2款和第104条规定的原则。）以及分权原则，（注：《德国基本法》第20条第2款规定的原则。）另一方面，在具体的法律规定中，针对不同犯罪中法益保护的具体要求，对于各个领域中污染的不同表现形式，还采取了以下一些使污染正当化或者免责，即防止污染概念扩大化的做法：
第一，规定轻微污染不处罚。这个做法典型地规定在《德国刑法典》第326条危害环境处理垃圾罪中。该条第6款规定：“由于垃圾数量很少，明显地排除了对环境，尤其是对人、水、空气、土地、可食动物或者植物的有害影响时，行为不予刑法处罚。”（注：参见舍恩科／施勒得：前引书，第2209页。）由于在危害环境处理垃圾罪中，是以管制垃圾为对象，采取抽象的危害构成尽可能地将所有违法处理垃圾的境况都加以包括了，因此，如果在垃圾数量和危害后果上不作明文限制，在实践中就可能造成处罚轻微的处理管制垃圾的后果。尽管这个著名的“轻微规定”在德国刑法中并不具有更大的一般性意义，（注：在德国刑法学界，对这一条“轻微规定”是存在着许多争论的。有关讨论情况参见拙作：前引书，第174-175页。）但是，在防止扩大垃圾刑法的适用范围方面，还是发挥了作用的。
第二，符合行政许可不处罚。这个做法一般地适用于各种污染物排放的情况。根据“人类环境”的概念，废气、废水和废物在一定程度之内是可以排放的。在实践中，这个许可程度只能通过行政许可加以确认。通过取得行政许可进行排放，可以使污染控制在环境和社会可以容忍的范围之内。因此，在有权机关许可的情况之下和范围之内，对污染行为就没有刑事责任可言。当然，合法的行政许可是不包括使用威胁、贿赂或者共谋手段取得的许可和批准，也不包括通过不正确或者不完全的说明而取得的许可和批准。（注：《德国刑法典》第330d条第5款。）
第三，实质无危害不处罚。根据罪刑法定原则的要求，德国环境刑法在有关犯罪中对污染的形式做了详细的描述，尤其是对那些以抽象危害构成的方式写成的犯罪，因为这种立法技术不要求犯罪行为产生具体的危害或者导致一种损害。但是，这样也产生了一种危险，即某些行为在形式上符合法律的规定，但是在实质上是有利于社会的行为，可能会被追究为犯罪。例如，《德国刑法典》第327条未经许可使用设备罪规定的行为包括，违法使用、占用、全部或者部分拆毁、或者从本质上改变核设施或者其用途的各种行为。其中，对于使用、占用和拆毁核设施的行为，必须具有本质上可能产生危害社会的危险，否则，就不构成犯罪。根据这种“实质无危害”的理论和规定，那种以加强现有的安全防护措施为目的，对核设施进行的建筑方面的改动，就不属于这种行为的范畴。
德国环境刑法中的污染概念对中国刑法的借鉴意义
在环境问题日益严重的今天，世界各国都将保护环境、治理污染作为国家的责任。中国宪法第26条第1款也明确规定：“国家保护和改善生活环境和生态环境，防治污染和其他公害”。从宪法的角度来看，“人类环境”和“生态环境”显然都是中国法律保护的对象。然而，由于各个方面条件的限制，目前中国刑法在惩治污染犯罪方面，还没有将“生态环境”意义上的法律利益作为自己的保护内容。虽然这几年来中国一些地区的污染状况有了明显的变化，例如北京的空气污染和太湖地区的水污染问题都有了明显的改善，但是，要保持祖国天清水澈空气好的良好环境，尤其是要做到持续经济有效地防治污染，刑法是可以也应当在符合国际标准的水平上发挥自身作用的。很明显，德国比较成功地使用刑法治理污染的经验，对中国是有借鉴意义的，其中，特别值得注意的有以下几点：
第一，刑法保护的法益状况，对于明确环境犯罪中污染的概念有着根本的指导意义。以“人类环境”的观念来考虑环境犯罪问题，只能根据人的生命健康或者财产来确定刑法意义上的“污染”，如果污染没有直接侵害人的生命健康和财产，就不能受到刑法的追究。以“生态环境”的观念来考虑环境犯罪问题，就可能在人的生命健康和财产还没有直接受到侵害的时候，对危害自然环境的污染采取刑法措施。很明显，把“生态环境”作为刑法保护的法益，一方面提高了生态环境的法律价值，另一方面可以避免环境污染发展到给人的生命健康和财产安全造成损失的程度上才加以惩治的无奈，从而提高环境保护的水平。这样，刑法法益概念的改变促使了污染概念的改变，刑法法益标准的提高将导致污染构成标准的降低和社会福利水平的提高。
生态环境概况篇4
1、项目申报单位概况
公司名称
法人代表
组织机构代码
营业执照注册号
注册地
2、项目概况
第二章项目发展规划、产业政策和行业准入分析
1、发展规划分析
2、产业政策分析
3、行业准入分析
第三章项目资源开发及综合利用分析
1、资源开发方案
2、资源利用方案
3、资源节约措施
第四章项目节能方案分析
1、用能标准和节能规范
2、能耗状况和能耗指标分析
3、节能措施和节能效果分析
第五章项目建设用地、征地拆迁及移民安置分析
1、项目选址及用地方案
2、土地利用合理性分析
3、征地拆迁和移民安置规划方案
第六章项目环境和生态影响分析
1、环境和生态现状
2、生态环境影响分析
3、生态环境保护措施
4、地质灾害影响分析
5、特殊环境影响
第七章项目经济影响分析
1、经济费用效益或费用效果分析
2、行业影响分析
3、区域经济影响分析
4、宏观经济影响分析
第八章项目社会影响分析
1、社会影响效果分析
生态环境概况篇5
关键词：河流健康价值基准点生态势
一、全面认识河流的价值
什么是河流的价值？在水资源规划者、开发者的目光中，河流具有供水、灌溉、发电、航运和旅游等多种功能。如果对于河流价值的理解仅限于此，这无异于把河流理解为可供人类驱使的工具，而河流的价值仅仅是人类能够利用的资源价值。
现代科学特别是生态学的发展告诉我们，如果人类能够把自己作为自然界的一个平等成员，客观地认识河流，就会发现河流作为地球生命系统的载体所具有的无与伦比的宝贵价值。按照生态系统价值的一般分类方法，河流的价值可以分为两大类，一类是利用价值，一类是非利用价值。在利用价值中，又分为直接利用价值和间接利用价值。直接利用价值是可直接消费的产出和服务，包括河流直接提供的食品、药品和工农业所需材料，也包括对于水资源的开发利用价值。间接利用价值是指对于生态系统中生物的支撑功能，也是对于人类的服务功能。包括河流水体的自我净化功能；水分的涵养与旱涝的缓解功能；对于洪水控制的作用；局部气候的稳定；各类废弃物的解毒和分解功能；植物种子的传播和养分的循环。此外，无论是高山大川、急流瀑布还是潺潺溪流以及荷塘秋月，其本身具有的巨大美学价值，可以满足人们对于自然界的心理依赖和审美需求。在历史长河中，河流自然遗产财富是几千年人类文学艺术灵感的源泉。
另一大类是非利用价值，它不同于河流生态系统对于人们的服务功能，是独立于人以外的价值，分为选择价值、准选择价值、遗产价值和存在价值。非利用价值是对于未来的直接或间接可能利用的价值，比如留给子孙后代的自然物种、生物多样性以及生境等。试想，如果在我们这一代里，像白暨豚这样的物种一个接一个变成濒危珍稀物种，在河流的生态的食物链中不断地缺失和断裂，造成河流生态系统功能的退化，其河流价值的损失将难以预计，又不知对于子孙后代生存造成什么样的负面影响？在非利用价值中，“存在价值”被认为是生态系统的内在价值，可能是人类现阶段尚未感知的但是对于自然生态系统可持续发展影响巨大的自然价值。
以上这些价值一部分是实物型的生态产品，比如食品、药品和材料，其经济价值可以在市场流通中得到体现。另一部分是非实物型的生态服务，包括生物群落多样性、环境、气候、水质、人文等功能。这些功能往往是间接的、却又对人类社会经济产生深远、重要的影响。特别是在商品社会中，有形的生态产品还能为人们所重视，而大量的非实物型的生态服务价值往往被忽视，至于非利用价值则更不为人们所理解。可以说，只有建立起珍爱和尊重一切生命，崇尚自然的生态道德，建立为子孙后代的长远利益的可持续发展观，才有可能对于河流价值产生较为全面的认识。
二、对于河流健康概念的争论
1.河流健康概念的缘起
当河流的管理者对于河流的价值有了全面的认识以后，才会关注河流系统中除了人以外的生物，才会关注河流生态系统的状况。
上世纪80年代在欧洲和北美，开始了河流保护行动。人们认识到河流不仅是可供开发的资源，更是河流系统生命的载体；不仅要关注河流的资源功能，还要关注河流的生态功能。许多国家通过修改、制定水法和环境保护法，加强对于河流的环境评估。在传统意义上的河流环境评估主要是基于水质的物理－化学测试方法，依据某些技术指标体系进行的评估，其不足是忽略了对于生物栖息地质量的评估，包括水流条件对于鱼类、两栖动物以及岸边植被的影响，以及河流水文、水质条件的变化对于河流生态系统退化的影响。在新的生态环境理念的引导下，提出了包括水文、水质、生物栖息地质量、生物指标等综合评估方法，相应出现了“河流健康”的概念。(Scrimgeour1996)[1]
2.什么是河流健康状态？
自然河流经历了数万以至数百万年的演变过程，受到自然界本身和人类活动的双重干扰。对于自然界的重大干扰，比如地壳变化、气候变化、地震、火山爆发、山体滑坡等，河流系统的反应或是恢复到原有的状态，或者滑移到另外一种状态，寻找新的动态平衡，逐步走入良性轨道。在这个过程中，河流系统一般表现出一种自我恢复的功能。而人类活动特别是近一、二百年工业革命开始的大规模经济活动，包括水资源过渡开发利用，经济发展带来的水污染对于河流生态系统的干扰所造成的影响往往是系统自身难以恢复的，严重的干扰往往是不可逆转的。当然，还存在着自然界干扰与人类干扰相互作用以至叠加的可能性。科学界普遍认为人类大规模的经济活动是损害河流生态系统健康的主要原因。许多学者认为，在人类进行大规模经济活动前的自然河流，可以定义为是原始状态。原始状态河流生态系统具有较为合理的结构和较为完善的功能，处于一种自然演进的健康状态。概括讲，普遍承认的基本观点是：自然系统优于人工系统；人类活动干扰前的自然状态优于干扰后的状况。
基于这种认识，有的学者指出“生态健康是一种生态系统的首选状态，在这种状态下，生态系统的整体性未受到损害，系统处于沉睡的、原始的和基准的状态。”（Karr1996）[2]也有学者认为生态健康就是生态的完整性，“在生态系统健康与完整性之间没有实际的差别。”（whileRegier1993)
这些学者们指出，由于生态学的概念比较抽象和模糊，过于学术化，需要提出“河流健康”这种通俗概念既可以在科学家、官员和公众之间进行沟通，也容易被社会公众所理解。另外，如何兼顾水资源的开发利用与河流保护二者的关系？这涉及到不同的利益集团和社会公众利益，如果针对特定河流建立某种河流健康的评估准则，有可能平衡各个利益相关者的利益，形成一种被社会公众接受的、在河流保护与水资源开发利用程度之间取得折衷的评估方案。赞成河流健康概念的学者认为，河流健康概念是河流管理的一个工具。
3.对于河流健康概念的质疑
近年来，围绕河流健康这个概念，一些学者对于河流健康概念提出质疑，其主要观点如下。
1）无法确定河流健康的基准点。
既然河流健康概念引用了对于人类和生物才使用的“健康”这样的词汇，健康应存在着具体的判别标准。一个简单的问题就会提出来：人类的体温为37摄氏度，当然还有许多医学的生物化学指标，都是客观的健康判别标准。那么，河流健康的客观基准点是什么呢？如上述，普遍认为没有人类活动干扰原始的河流状况是首选的健康状况，可以作为河流健康的基准点。但是，几千年的人类文明与经济发展，包括人口急剧增长，历史上发生的农业革命，工业革命，土地利用方式变化，对于河流的大规模开发利用，已经彻底地改变了河流的原始面貌。我国几千年的文明史伴随着一部民族治河史。现在除了我国西部和西南部边远地区的少数河流以外，很难找到没有人类活动痕迹的自然河流。如果用保存至今极少的历史资料来推断原始自然河流的状况几乎是不可能的事。有的学者还指出，即使建立起了人类活动干扰前的自然河流基准点，并且人们以此作为健康标准尽最大的努力进行修复，但是由于河流生态系统始终处于一种动态的演进过程中，河流系统也永远不可能返回到原始的健康状况。
2）河流健康的概念在科学意义上是主观的、模糊的
有的学者认为，“健康是针对生物而言，不能简单应用于生态系统，因此，健康一词不具有明显的生态性质”。（Ryder1990）有的学者认为，河流健康概念不具备客观性，其判别准则是由人们主观确定的，其结果是增加了任意性的机会。“具体的某些人会偏爱河流健康的某一种状态，而生态系统是不会偏爱自身的某一种状态的”（Jamieson，1995）。既然河流健康是由人们主观提出的判别准则，那么，在权衡人类对于水资源的开发利用与河流生态系统保护之间的利弊得失方面，“健康”的标准具有很大的主观任意性。所以，Kapusta(1998)进一步指出，“作为政策目标的生态健康概念的滥用会有潜在的风险。”
3）河流健康是无法度量的
一些学者认为，“因为‘河流健康’并不是河流生态系统固有的特性，所以河流健康无法用科学意义上的技术方法进行度量。”（wicklumandDavies，1995）也就是说，即不能像水文测验或水化学分析方法去获得反映河流固有特征的相应参数。
4.河流健康概念的完善
提倡河流健康概念的学者进一步指出，河流健康概念并不是严格意义上的科学概念，它是河流管理的一种工具。“出于河流管理的目的，重点考虑在河流及流域上建立起一种基准状态，由这个基准出发，评估河流出现的长期变化，判断在河流管理过程中产生的影响。”（Ladsonandwhite，2000）[3]这种管理工具的作用还在于，可以通过建立一种协商机制，在河流的开发者、保护者及社会公众之间达成健康标准的共识，平衡水资源开发与环境保护之间的利益冲突。
随着讨论的深入，河流健康概念又有完善及新的概念被提出。这主要是“生态势”的概念和“健康工作河流”的概念。
1）生态势
既然河流原始的自然状态是难以确立的，索性就不再追求首选的健康状态的目标，而试图建立一种相对的健康基准，于是引用了“生态势”（ecologicalpotential）的概念。生态势是一种可以管理的也是所期望的生态状态，这种状态得到各个利益相关者的赞同，遵循这种准则，河流生态状况将获得改善。生态势概念面对现实，承认人们对于水资源开发利用的合理性，但要确定在不损害生态系统健康的前提下开发的限度。生态势不是一种固定的概念，在这种概念框架下，生态健康就可以用相关的任意基准点进行评估。基准的建立涉及到判断值的选取，而选取的基本原则是生物多样性的最大化，河流生态系统的可持续性，稳定河道优于非稳定河道，本地物种优先于外来物种等。
2）健康工作河流
“健康工作的河流”(healthworkingriver)的概念来源于澳大利亚的墨累河（Rivermurray）的环境流评估工作。（mDBC，2003）与此类似的概念是“工作的生命河流”（livingworkingriver）。
“健康工作河流”的概念是河流管理工作的工具，它提供一种社会认同的、在河流生态现状与水资源利用现状之间的进行折衷的标准，力图在河流保护与开发利用之间取得平衡。“健康工作河流”概念的关键点是，被管理的河流是在一种合适的工作水平上，又处在一种合适的健康状态。所谓“工作”是指供水、发电、航运及旅游等具有经济效益的功能，“工作水平”是可以用水文及水质参数定量规定的，如防洪安全水位，供水及灌溉安全，河道侵蚀或淤积程度，水库蓄水量等。而生态健康的指标除像鱼类产卵所需水温等个别指标可直接定义外，多数依赖于指标体系。在管理过程中，一旦发现河流低于健康工作水平就会给管理者一种预警信息。
3）4种类型基准点
近年来发展了若干河流健康基准点方法，择其要者有以下4种。第一种是河流生态得到完全恢复的理想状态。由于它脱离实际社会经济状况，也违背生态系统自身的演进规律，所以较少采用。第二种是样板河段比照法。指参照未受到干扰或轻微干扰的河段，如果监测河段与其参照河流状态偏离越远，则其健康状况越坏。第三种是建立以水质指标为主的准则。对于每一种水质指标都规定某种变化范围，不同区域根据当地条件放宽或修改，作为地方标准。第四种是流域状况综合模型，采用对于流域物理、化学和生态状况的综合描述的墨累河健康模型。另外，在河流健康调查评估内容方面，主要进行4类评估，即物理－化学评估；生物栖息地评估；水文评估和生物评估。转贴于三、我国河流管理中如何应用河流健康概念
在我国河流管理工作中提出河流健康的概念具有前瞻性。河流管理者不仅是水资源的开发者，也将是河流生态系统的保护者，这是管理理念的重大进步。由于河流健康概念对于我国水利界还是一个新概念，如何结合我国国情准确把握这个概念，促进河流生态建设，似有若干问题需要探讨。
1.河流健康概念是河流管理的评估工具
综上述，河流健康概念不是一个严格定义的科学概念，而是通俗意义上的管理评估工具。其目的是要建立一套评估体系，评估在自然力与人类活动双重作用下河流演进的长期过程中河流健康状态的变化，进而通过管理工作，促进河流生态系统向良性方向发展。因为寻找河流原始的健康状态建立评估基准点是不现实的，所以只能寻求一种相对的评估基准点，从这个基准点出发，研究长期的河流健康状况变化趋势。
2.建立河流健康评估准则时应该因地制宜
我国幅员辽阔，各流域的自然条件千差万别，经济社会发展水平各异。河流生态修复受自然条件的限制，也受到流域经济发展阶段和投资能力的制约。所以，制定河流健康评估准则，既不能照搬国外经验，也不可能制定全国统一的标准。应因地制宜地经过调查、论证，制定符合流域、地区自然及社会经济条件的健康评估准则。
3．水污染是对河流健康的最大威胁
2002年，全国七大江河水系的741个监测断面中，仅29.1％的断面符合Ⅲ类以上水质标准，30.0%的断面属于人体不能直接接触、仅可用于工农业的Ⅳ、Ⅴ类水质，40.9%的断面属于完全丧失水环境功能的劣Ⅴ类水质；90％流经城市的河段受到严重污染；大部分湖泊氮、磷含量严重超过地面水水质标准，在东部和西南地区被调查的200多湖泊中，有80%不同程度富营养化，水生生态系统全面退化。工农业和生活污染是造成水环境污染的主要原因，是对于河流健康的最大威胁。由此，我国现阶段维持河流健康的首要任务是水污染治理与控制，在治理策略方面，从末端治理向源头预防和全过程控制转变。
4.遵循河流保护发展阶段的一般规律[4]
制定我国河流环境保护战略，有必要研究和借鉴发达国家河流保护的经验教训，特别需要研究其河流环境治理的发展历程。西方发达国家针对二战后工业急剧发展造成的水污染问题，从上世纪50年代开始了以水质恢复为中心的河流保护战略行动。经过30多年的不懈努力，到80年代初河流污染问题得到基本缓解，开始了以河流生态修复为中心的战略转移。包括生物栖息地建设，恢复河流的生物群落多样性等，其目标是恢复河流生态系统的结构和功能。从西方国家的发展阶段看，综合污染防治在先，河流生态建设在后，治污是河流生态建设的前提和基础。通过河流生态建设提高了河流系统的自净能力，反过来又增强了治污效果。
总体看我国与发达国家在河流保护方面的差距至少有50年。这是因为我国江河湖库水质恶化趋势未能得到有效遏制，我国河流保护工作总体处于水质改善阶段，在治污方面还要走很长的路，全面进入河流生态恢复建设尚待时日。
近年来，水利系统通过紧急调水解决一些河湖的生态退化问题，取得一定成效。此外，有些流域机构和省份正规划兴建大规模调水工程解决河湖生态健康问题。必须指出，依靠增加水量的方式改善生态环境是有条件的。这种方法对于绿洲生态系统和自然湿地效果较为明显，而对于工业污染严重、人口密集地区效果不显著，或者带有暂时性。总之，改善河流生态状况的根本措施是治污，超越治污阶段试图改善河流生态状况的努力难以奏效。
尽管河流保护的各个阶段难以跨越，但是水利系统在维护和改善河流健康状况方面还是可以有所作为的。在技术层面上，加强对河流生态状况的综合监测和动态评估，研究河流生态系统的演进趋势，制定河流生态建设的中长期规划；加强对于兴建水利水电工程的论证与管理，减少工程对于河流生态的负面影响；加强对于湖泊水库和河口的湿地保护；综合考虑河流植被和鱼类等动物的生态需求，合理调度水库；开展小型河流生态修复工程试点等。[5]
5.河流健康评估准则应体现开发与保护的协调
我国正处于经济快速发展时期，对于水资源的可持续利用是社会经济可持续发展的保障，片面强调开发或单纯保护生态都不足取。河流健康概念应包含对于合理开发水资源的承认。河流的管理既应满足人类需求，也应兼顾河流生态系统健康。健康河流的目标既是一条“工作”的河流，又是一条“健康”的河流。评估准则应充分体现可持续发展的理念。
6.河流健康评估准则应体现社会各个利益相关者的利益协调
建立评估准则，应该提倡跨部门、跨行业的积极参与，在水资源开发利用的各个部门，生态环境保护部门及社会公众利益之间形成共识。还应充分体现社会公众的广泛参与。
(2005-1-4)
参考文献
[1]Scrimgeour，G.J.andwicklum，D.1996.aquaticecosystemhealthandintegrity:
problemandpotentialsolution.JournalofnorthamericanBenthlogicalSociety15(2)
:254-261
[2]Karr，J.R.1996.ecologicalintegrity，andecologicalhealtharenotsame.
inSchulzep.C.(ed)，nationalacademyofengineering，engineeringwithinecologicalConstraints.
nationalacademypress，washington，DC，pp.97-109
生态环境概况篇6
关键词：生态基流量；最小月平均流量法；探讨
收稿日期：2011-06-08
作者简介：黄影（1982―），女，安徽蒙城人，硕士，主要从事环境保护及研究工作。
中图分类号：X701文献标识码：a文章编号：1674-9944（2011）07-0096-02
1引言
在我国的水利水电开发中,往往是最大程度地利用河流水资源,忽略了维护下游河流生态环境和鱼类生存所需的下泄水量,已经造成了部分河流生态退化、鱼类消亡的严重后果。近年来,随着生态环境保护和维护生物多样性认识的增强,人们认识到在水利水电开发中必须维持河流一定的流量,以避免生态系统遭到严重破坏。
2河道生态基流量研究
2.1生态基流量概念
河道基本生态环境需水量,简称河道生态基流量,其概念至今尚未有明确统一的定论,不同学者根据研究对象和目的不同,使用不同的概念对其进行界定。目前出现许多与河道生态基流量相近的概念,分别有生态用水、环境用水、生态需水、环境需水、生态环境用水和生态环境需水,以及最小生态环境需水等［1～3］。在查阅国内外生态环境需要水量的研究成果的基础上,笔者认同其中之一的看法,即河道生态基流量是指在特定时间和空间条件下,为遏止由于河道内流量减少或断流所造成的生态环境恶化,并改善河流系统基本结构与功能所需要在河道内预留的、满足一定水质要求的水量［4］。
2.2河道生态基流量计算方法
国外河流生态需水量计算方法归纳起来有4种，历史流量法,包括tennant法、流量历史曲线法、产水常数法等,其中tennant法最为典型；水力定额法，包括湿周法、简化水尺分析法、wSp水力模拟法等；栖息地定额法,包括河道流量增加法（iFm）、有效宽度（Uw）法、加权有效宽度（wUw）、偏好面积法等；整体分析法,包括BBm法、整体法等。
国内研究河流生态需水的工作尚处于起步阶段,主要有以下几种计算方法。最小月平均流量法，即以河流最小月平均实测径流量的多年平均值作为河流的基本生态环境需水量。假设法，假设以某一年的水平作为标准年,认为该年的水环境状况基本能保持原有的自然景观,满足最低水循环要求以及河口冲淤平衡和基本维持河流生态系统平衡,则将该年水量作为河道所需生态需水量。水量补充法，Ⅰ蒸发和渗漏：认为河流生态用水量主要指补充河道及浸润带蒸发和河道渗漏等因素造成的损失所需的水量。Ⅱ水面蒸发生态需水量：为维持河流系统正常生态功能,当水面蒸发量大于降水量时,必须从流域河道水面系统以外接纳的水体来弥补,这部分水量即为水面蒸发生态需水量。另外,还有逐月最小生态径流法、逐月频率计算法、生物空间最小需求法、水文与河道形态分析法等［5］。
3寻乌水斗晏段河道生态基流量计算
3.1河流流域概况
寻乌水为东江干流,发源于江西省寻乌县三标乡三桐村的桠髻钵山南侧,长153.5km,流域面积2704.0km源河为三桐河,流经三标、水源、澄江、吉潭、长宁、文峰、南桥、留车、龙廷9个乡镇,于龙廷乡斗晏村渡田出口,汇入东江,主要的支流有6条，包括沙洲水、流田水、篁乡河、龙图河、马蹄河及剑溪河。
寻乌水所在地径流来源是降水,多年平均年径流量为15.21亿m多年平均流量48.2m/s,径流年季、年内变化分配都很不均衡,丰水年和枯水年的年平均流量为多年平均流量的1.86倍和0.3倍。丰水期4～8月份水量占年水量的63.7%,降雨集中的4～6月份水量占全年水量的45%,10月至次年2月水量仅占全年的20.3%。
3.2生态基流量计算
本文采用国外较为典型的tennant法和国内较为常用的最小月平均流量法,对寻乌水斗晏段河道生态基流量进行定量分析。
3.2.1最小月平均流量法
最小月平均流量法计算公式为:
wb∑nimin（Qij）×10-8。
式中wb为河流基本生态需水量；Qij为第i年第j月的月均流量,m/s；t为换算系数,值为31.536×10s；n为统计年数。采用寻乌水1959年～1989年30年的流量资料（表1）,计算出其河道基本生态需水量为4.41m/s。
表1寻乌水历年平均流量m/s
3.2.2tennant法
（1）多年平均。该法确定的河道内最小生态需水量以测站的年平均天然径流量的百分率表示,将全年分为两年计算时段,根据多年平均流量的百分比和河道内生态环境状况的对应关系,直接计算维持河道一定功能的生态基流量。tennant法中,河道内不同流量百分比与之相对应的生态环境状况见表2。
表2tennant法中河道内不同流量百分比与之相对应的生态环境状况
tennant法认为平均流量的10%、30%、60%对评价生物适宜性具有显著的代表性,并认为10%是河道流量的最低下限,如果河道流量低于10%,则河流生态系统健康得不到保障,水生生境将严重恶化,河流生态环境功能将遭到破坏。因此取天然径流量的10%作为生态基流量,即选用公式：
Qec10%Q平。
Q平为多年平均流量,48.0m/s,则Qec4.8m/s。
（2）代表年。由于tennant法中多年平均流量法没有分干旱年、湿润年和平水年的差异,因此其计算出的多年平均河道基流量的值偏大。为此,本文选择代表年计算进行对比分析,选择的代表年为p25%（1985年）、p50%（1970年）、p75%（1986年）、p90%（1965年）,针对不同代表年份别计算其生态基流量。计算结果见表3。
表3代表年生态基流量计算结果m/s
3.3寻乌水斗晏段河道生态基流量计算结果分析
最小月平均流量法是利用河流最小月平均实测流量的多年平均值作为河道的生态基流量,用此方法计算的寻乌水斗晏段河道生态基流量占多年平均流量的9.2%,低于10%,河流生态系统健康得不到保障,因此,该方法计算结果不适宜作为河道生态基流量值。
用tennant法采用多年平均流量进行计算,按天然径流量的10%作为生态基流量,河道生态功能可得到最低保障。用tennant法采用代表年流量进行计算,选择的代表年为p25%（1985年）、p50%（1970年）、p75%（1986年）、p90%（1965年）,生态基流量依次为5.47m/s、4.53m/s、3.53m/s、3.2m/s；汛期（3～9月）生态基流量分别为7.30m/s、5.73m/s、4.91m/s、4.09m/s；非汛期生态基流量分别为2.94m/s、2.82m/s、1.59m/s、1.91m/s。该方法考虑了干旱年、湿润年和平水年的差异,因此,以该方法计算所得的生态基流量结果比较合理。综上可得,用多年平均流量计算的结果,与代表年平水年计算结果和汛期p75%中的生态基流接近。
4结语
本文采用最小月平均流量法和tennant法对寻乌水斗晏段河道生态基流量进行了定量计算,采用的时间尺度为多年平均和代表年以及年内逐月,结果表明,不同方法的计算结果相差不大,其优劣顺序为：tennant法代表年＞tennant法多年平均＞最小月平均流量法。
参考文献：
［1］胡习英,陈南祥.城市生态环境需水量计算方法及应用［J］.人民黄河,2006,28（2）：48～50.
［2］田英,杨志峰,刘静玲,等.城市生态环境需水量研究［J］.环境科学学报,2003,23（1）:100～106.
［3］刘昌明.关于生态需水量的概念和重要性［J］；科学对社会的影响,2002（2）:25～29.
生态环境概况篇7
一、oeCD下p-S-R概念框架环境绩效评估指标模型构建
环境绩效实质就是环境目标的实现水平。指标是复杂现实的一种简单直观的表现，指标体系是环境绩效评估的一种重要工具。实施绩效评估，主要包括两个阶段：一是识别环境问题，构建指标体系阶段；二是环境制度缺陷分析阶段。环境绩效评估指标体系不是大量指标的简单堆砌，其完善与否关键在于所选指标的质量，而不是指标的数量。指标是环境问题的优劣及其潜在原因的具体表现。选取的环境绩效评价指标，所依据的理论基础是联合国经济合作与发展组织(oeCD)1994年提出的p=S-R(压力－状态－响应)概念框架模型。
这一模型具有综合性特点，既包括人类活动和环境状态，同时又包括政策响应。根据这一模型进行指标构建，能够避免传统的单一指标简单描述环境状态的局限，比较准确地描述环境－经济－社会这一复合系统的复杂性和环境、经济、社会等子系统相互之间的因果关系，人类活动对环境施加了一定的压力，因为这个原因，环境状态发生了一定的变化，而人类社会应当对环境的变化作出响应，以恢复环境质量或防止环境退化。这三个环节正是决策和制定对策措施的全过程。
基于压力－状态－响应(p-S-R)概念框架，建立了环境绩效评估指标结构体系。环境绩效评估是环境管理的有效工具，指标体系的完善与否决定绩效评估的成效。压力－状态－响应(p-S-R)概念框架为环境绩效评估指标体系的构建提供了理论依据。
二、wBCSD生态效益评估指标体系架构
wBCSD在1992年里约地球高峰会议中提出“生态效益”的概念，借由生态效益期许企业能在创造经济价值的同时，也能兼顾生态系统的平衡。随后，wBCSD在2006年6月正式公布全球第一套生态效益指标的量化架构。在整个wBCSD指标架构下，生态效益的指标可用以下公式表示：
生态效益=产品与服务的价值÷对环境的冲击
价值表示产能、产量、总营业额、获利率等。冲击可表示成总耗能、总耗原料量、总耗水、温室效应气体排放总量。生态效益可以企业的资源生产力表示，如单位耗水量的产量、单位耗能的产量、单位二氧化碳排放量的产量、单位原料的产量等。这个公式可用来计算各种不同的生态效益指标值，视各个企业的实际需求，而定出适当的信息作为分子或分母。
wBCSD将生态效益指标架构分为三个层次：
类别(Category)――在环境影响或是企业价值上，影响所及的广泛领域，可以应用到所有的企业。
因素(aspect)――与所影响的特定范畴相关的信息类别。
指标(indicator)――与所影响的特定范畴有关的一项特定指标，而这项指标可用来反映环境绩效。每一个因素可能有好几个指标。
生态效益的概念主张将生态、环保方面的信息，转化为财务数字，对企业界及金融界而言才有具体的意义。因此wBCSD发展并制定生态效益指标以量化企业在环境和经济两方面的信息即将生态效益看作一种“产出”除以“投入”的比率。“产出”指的是企业、部门或整体经济活动产品与服务的价值；“投人”则指企业、部门或整体经济活动所造成的环境压力总和。生态效益的评定量，决定于投入与产出两方面的鉴定指标。
三、iSo14031环境绩效评估标准框架与内容
环境绩效评估是组织内部管理过程，利用指标来提供组织过去与现在的环境绩效和环境绩效准则比较的信息进行评估。iSo14031环境绩效评估标准是一份指导性纲要，而非验证标准或绝对的环境绩效准则。其内容是对组织的环境绩效进行测量与评估的一种系统性程序。iSo14031标准为一个组织内部设计和实施环境绩效评估提供指南，适用于任何组织，无论其类型、规模、地域和复杂程度。由于iSo14031标准充分考虑到组织的地域、环境和技术条件等不同，没有设立具体环境绩效指标，其提供的是一个“环境绩效指标库”。
根据iSo14031标准，环境绩效评估指标(简称epiS)可分为组织内部的epiS和组织周边的环境状态指标(简称eCiS)，组织内部的epiS又可细分为管理绩效指标(简称mpiS)以及操作绩效指标(简称opiS)。
(1)管理绩效指标。该指标反映企业管理层为改善环境绩效所做的在环境管理方面的努力，有助于评估环境管理效能，改善环境绩效的决策与行动的效果。主要表现为守规性、环境管理方案的实施，环境教育训练、环保投资等。此项指标仅能提供企业环境管理方面的信息，却无法提供企业实际环境绩效多少的有关信息。因此，在进行环境绩效评估时，须与其他指标结合使用。
(2)操作绩效指标。该指标反映组织在操作运行方面的环境业绩，包括企业设施的设计及操作，原材料、能源等流动性产品及服务等，是反映企业环境绩效的一个重要指标。操作绩效指标主要涉及企业运作的各项输入与产出因子。输入因子指原材料、能源及用水等；而产出因子指废弃物、废气排放、废水等。
此外，环境状况作为辅指标，提供了企业周边的环境质量状况，如空气、水、土壤和噪声等质量状况。此指标可协助环保部门及企业管理层，了解企业对环境的实际或潜在影响，从而有助于环境绩效评估工作的实施。
四、国内环境绩效评估的相关法规分析
生态环境概况篇8
第申报单位及项目概况
1.项目申报单位概况。主要包括项目申报单位的重点经营范围、资产负债情况、股东构成及股权结构比例、以往投资类似项目的简要情况等内容。
2.项目概况。主要包括项目建设地点、建设内容及规模、产品及技术方案、主要设备选型、投资规模、资金筹措方案等。
产业政策及行业准入
1.拟建项目与相关规划的关系。
2.拟建项目与相关产业政策的关系。
3.拟建项目与相关行业准入标准的关系。
项目选址及土地利用
1.项目选址及用地方案。主要包括项目用地选址、场址土地权属类别及占地面积、土地利用现状及相关规划情况、占用耕地概况、土地获取方式等。
2.土地利用合理性分析。主要分析是否符合土地利用总体规划、占地规模是否合理、耕地占用补充方案是否可行等。
3.地质灾害影响分析。对于在地质灾害易发区建设的项目和易诱发地质灾害的项目，应阐述项目选址所在地的地质灾害情况，分析拟建项目诱发地质灾害的可能性。
4.其他不利影响。分析拟建项目是否压覆矿床和文物，是否会对防洪和通航等产生不利影响。
资源开发及综合利用
1.资源开发方案。对于资源开发类项目，阐述资源储量和品质勘探情况，分析拟开发资源的可开发量、自然品质、赋存条件、开发价值等，评价是否符合资源总体开发、综合利用和可持续发展的要求。
2.资源利用方案。主要包括项目需要占用的重要资源品种、数量及来源情况，资源节约及综合利用方案，单位生产能力主要资源消耗量指标及与国内外相关资源利用效率的对比分析。
3.节能及节水措施评价。对项目建设方案的能耗及水耗指标进行分析，阐述工程建设方案是否符合节能及节水政策的有关要求，在提高能源及水资源利用效率、降低能耗和水耗等方面的对策。
征地拆迁及移民安置
1.城市居民搬迁方案。涉及城市征地拆迁的项目，应根据项目建设方案，进行征地拆迁影响的调查分析，提出拆迁补偿的原则、范围和方式，并以是否符合国家相关政策法规要求进行评价。
2.农村移民安置方案。涉及农村征地及移民安置的项目，应根据项目建设方案，进行项目征地影响的相关调查分析，提出移民生产开发、生活安置、征地补偿、收入恢复等方案，并进行可行性分析论证。
环境和生态影响分析
1.环境和生态现状。包括项目场址的自然环境条件、现有污染物情况、生态环境条件、特殊环境条件及环境容量状况等。
2.项目对生态环境的影响。包括污染物类型、排放量情况，对生态环境的影响因素及影响程度，是否符合环保法规要求，对流域和区域环境及生态系统的综合影响。
3.生态环境保护对策。按照国家有关环保法规要求，对环境影响治理方案的工程可行性进行分析，对可能造成的生态环境损害提出对策建议。
4.特殊环境影响。项目对历史文化遗产、自然遗产、风景名胜和自然景观等的影响及对策。
经济影响分析
1.国民经济评价。按合理配置资源的原则，从国民经济的角度考察投资项目所耗费的社会资源和对社会的贡献，评价投资项目的经济合理性。
2.区域经济影响分析。对于区域经济影响较大的项目，从区域经济发展、产业布局及结构调整、区域财政收支、收入分配及是否可能导致垄断等角度进行分析。
3.经济安全分析。对于涉及国家经济安全的项目，从产业技术安全、资源供应安全、资本控制安全、产业成长安全、市场环境安全等角度进行分析。
社会影响分析
1.系统调查和预测拟建项目的建设、运营对项目所在地区可能产生的社会影响与社会效益。
2.分析预测项目能否为当地的社会环境、人文条件所接纳，以及当地居民支持项目存在与发展的程度，考察项目与当地社会环境的相互适应关系。
生态环境概况篇9
[关键词]绿色住宅房地产战略管理
引言
近十年来，我国房地产业在经济发展中起着核心作用。但房地产开发中的某些短期行为，却给我国土地、能源储备造成了巨大压力,造成资源的极大浪费，并影响着房地产业的后继发展。有鉴于此，加之可持续发展又是当今国际普遍关注的一个世界性课题，政府和学术界将越来越多的目光投向了绿色住宅。但住宅供应者――开发商和住宅需求者――消费者，房地产产业走向的真正决定者，其绿色意识却不及政府和学术界对绿色住宅的关注程度。然而，必须看到这种矛盾是暂时性的。在不久的将来，绿色住宅将成为房地产市场的主流产品。
一、绿色住宅在中国的发展
1.绿色住宅的提出背景与概念
据2006年的统计数据，我国建筑消耗已占全国总消耗的25%，住宅每平方米能耗是同等条件下发达国家的3倍，可见建设生态环境必须从绿色生态住宅抓起。我国的住宅产业最初关注的是施工质量，其后是住宅项目的科技含量，再后是经济适用房的住宅产业化。直到2000年前后，一是顺应全球住宅产业提倡可持续发展的趋势，二是十六大以后也提出要新型工业化和可持续发展要同时抓，我国住宅产业开始普遍关注绿色生态住宅，学术界也开始了对其的研究。
国外对绿色生态住宅的重视早于我国。早在20世纪70年代，欧美各国民居中就兴起了经久不衰的绿色消费浪潮，其中也包括对绿色住宅的需求;1972年联合国在斯德哥尔摩召开了第一次人类环境大会,成为生态住宅区理论发展的里程碑。20世纪80年代，一些发达国家开始组织起来共同探索实现住宅、建筑可持续发展的道路，如“绿色建筑挑战”（GreenBuilding-Challenge)行动。进入20世纪90年代，1992年在巴西召开的联合国环境与发展大会提出“可持续发展”这一重要思想后，绿色建筑更是得到了越来越广泛的认同，并成为世界建筑发展的方向:美国成立绿色建筑协会，负责绿色建筑评估体系（LeeDtm）开发和管理；欧洲出台了“百万太阳能屋顶计划”;英国政府出台了百万“绿色住宅”建筑计划;日本出台了《日本环境生态住宅地方标准》。总之，世界各国的住宅业纷纷建立城市绿色建筑和绿色住宅小区,最优化地利用和节约各种自然资源，以实现人与环境和谐发展的境界。
纵观近几年政府、相关协会、房地产企业与学术界的住宅概念，可以发现有这么几个高频词汇:绿色生态住宅小区、绿色住宅、生态住宅、绿色建筑、节能建筑。目前对这些概念并没有给出准确的区分，立场不同者之间甚至发生概念之争，比如一场关于“绿色住宅”与“生态住宅”的争论就曾在中国房地产协会与住宅商会之间展开。
基于众专家学者对上述概念的定义，本文认为它们之间的区别联系可以用图1表示。
界定绿色生态住宅的概念及相关概念间的关系，有助于我们了解绿色住宅的发展，因为该概念在不同阶段以不同的形式出现。本文认为，绿色住宅与生态住宅两个概念无本质上的区别，故采用了建设部与世界银行的惯用叫法:绿色住宅。其概念为：以保障生态系统的良性循环、提高资源的使用效率、推动绿色能源的充分使用为原则，以绿色环保技术和产品为支撑，全面提高节能、节水、节地、治污总体水平的新型住宅。
2.绿色住宅的政府推动情况
我国政府对绿色建筑的推动可以追溯到上世纪80年代，即绿色住宅的核心内容――建筑节能。1986年，颁布了北方地区居住建筑节能设计标准,开始倡导建设节能建筑。1987年又发出关于实施《民用建筑节能设计标准》的通知，并在部分地区组织了节能建筑的试点。
1992年转发西部两局《关于加快墙体材料革新,推广节能建筑的意见》以后,在全国各地进行全面推广节能建筑，关于建筑节能的法规标准陆续出台。
直至1996年，国家自然科学基金委员会确立了重点资助研究项目―绿色建筑体系和住区模式研究，首次在中国明确提出“绿色建筑体系”的概念。之后政府对绿色住宅的推动主要来自建设部:2001年，隶属于建设部的中国房地产协会首先提出绿色住宅概念。同年，设部通过《绿色生态住宅小区建设要点与技术导则》首次明确提出了绿色生态小区的概念、内涵及技术导则。2004年制定了《全国绿色建筑创新奖管理办法》和《全国绿色建筑创新奖实施细则》。2005年,建设部领导曾明确表示:中国将建立绿色建筑与节能建筑的税收和收费优惠制度,以实现在2020年新建建筑节能65%的目标,不执行节能标准的开发设计施工单位,将受到处罚甚至被清除出市场
3.绿色住宅的市场运作情况
我国较早以绿色住宅为开发理念的房产项目当属华侨城集团1993年在发展主题公园的同时，建起的一批生态型住宅，这批住宅提升了附近科技园项目的价值。而全国各地绿色住宅的兴建始于1999全国首座环保住宅小区――北京市房山北潞春小区的建成，近年来的代表性绿色住宅项目见表1。
本文只列举了少数具有代表性的项目，事实上从1999年以来，以“绿色住宅”、“生态住宅”等命名项目数量非常多。但是，有些项目甚至只是种些简单的花草或是打着某种新型环保节能产品的旗号便大张旗鼓地冠以“环保住宅”、“绿色小区”、“生态社区”的美名，绿色住宅流于概念炒作。有鉴于此，全国工商联住宅产业商会由于行业自身发展的需要，参照美国《绿色建筑评估体系》等一批国外有关生态建筑的标准，组织国内权威专家（聂梅生、秦佑国等）按照中国住宅建设的需要进行系统研究，于2001年9月了《中国生态住宅技术评估手册》，评估手册在小区环境规划设计、能源与环境、室内环境质量、小区水环境、材料与资源等5个方面进行量化。以手册为标准，住宅产业商会还在会员单位中开展了一批示范工程的建设。
住宅产业商会这一行为体现并发挥了行业组织规范市场运作的作用。2005年，在前期工作的基础上，国家环保总局环境发展中心、全国工商联住宅产业商会等单位正式启动中国环境标志生态住宅认证项目，此项举措意在指导规范住宅项目的开发建设和性能评价，结束房地产市场任意打“绿色”、“生态”之旗号的混乱局面。
二、房地产开发企业的战略分析与选择
上文所介绍的绿色住宅在中国的发展，正是房地产开发企业进行战略分析和选择的基础分析。本文按深入程度，同时讨论将战略的分析和选择，探讨面对“绿色住宅”的发展趋势，房地产开发企业应该如何进行战略分析，并做出科学的战略选择，以达到持续创造企业价值的目的。
1.利用产品-市场演变矩阵进行初步分析
产品－市场演变矩阵是由美国的查尔斯霍弗教授首先提出的。他扩展了波士顿矩阵和通用矩阵两种战略选择方法，将业务增长率和行业吸引力因素转换成产品－市场发展阶段，从而得出15个方格的矩阵。该矩阵原用于分析同一企业的不同业务单位，本文则借以分析不同企业的同一业务单位：对于“绿色地产”这一业务单位，不同的房地产开发企业将可能位于a,B或者C的位置，圆圈内扇形阴影部分，表示企业的“绿色住宅”业务单位在市场上的占有率，如图2所示。
根据文章第一部分内容的分析，可知“绿色住宅”市场正处在开发阶段，并有着增长的趋势，这一点对每一个房地产开发企业都是相同的。但企业必须依据自身的竞争力量，在矩阵中确定自己的位置。此外，同一位置不同占有率，也意味着不同的战略地位。比如图中的B:处在这个位置的企业，处于产品－市场发展的开发阶段，具有的获得一个较强的竞争地位的潜力，加上拥有相对较大的市场份额，所以该企业可以考虑将“绿色住宅”作为公司的发展战略。图中的a地位和B类似，C则属于瘦狗类型，处于该位置的企业则应另辟蹊径。随着“绿色住宅”理念的深入人心，“绿色住宅”市场将逐渐成熟，这时企业将可能处于矩阵中a、B、C以外的位置，企业应根据具体境况分析。
2.利用ie矩阵做出最终选择
产品-市场演变矩阵是一个易用的方法，但过于简单，有一定缺陷。比如，如果图2中B的阴影部分较小，即市场份额较小，企业该如何选择？所以还需要更为深入的分析来做最终的战略选择。在这一阶段，ie矩阵是一个较为细致而又具有可操作性的方法。
本文不再赘述ie矩阵的应用步骤，而将利用该方法评价是否应该选择“绿色住宅”作为企业发展战略的两个要素表介绍如下。表中的指标是经过调查总结行业共性所确定，各企在应用时可根据自身情况将指标作调整。
依据上表指标，依次确定要素与“‘绿色住宅’”战略的关系”和“企业把握机会和回避威胁的能力”的评价集、因素评价矩阵、评价矩阵的隶属度矩阵，得到加权平均值wi和pi。将各战略要素的权重wi和相应评价值pi相乘,得出企业所在相应要素上把握机会或回避威胁能力大小的加权评价值mi，累加各要素的mi，得出企业把握机会或回避威胁能力大小的综合评价值m。
本文给出了“绿色住宅”战略关键成功因素，企业可根据自身情况识别哪些能力属于优势能力，哪些能力属于劣势能力，得到与表2类似的“绿色住宅”战略内部要素评价表。确定关键成功因素的影响权重，企业发挥优势和克服劣势能力的评价值，最终得到企业发挥优势或克服劣势能力的综合评价值n。
确定了m和n后，借鉴ie矩阵法,将外部战略要素综合评价值m划分为三个区间，将内部战略要素综合评价值n也划分为三个区间,由此形成九个区域,如图3所示。
根据m和n的值，如果最终落在了矩阵右上角扩张战略的位置，则可以企业考虑以“绿色住宅”为发展战略。
三、结论
本文在界定绿色生态住宅的概念及相关概念间的关系的基础上，从政府推动和市场运作两方面概括了绿色住宅的发展，得出结论政府的推动主从倡导节能建筑和绿色建筑方面，市场的运作一开始较为混乱，而近年的中国环境标志生态住宅认证项目将有助于改善混乱局面。一方面，绿色住宅将成为房地产市场的主流产品；一方面，开发成本高而需求量并不大。房地产开发企业该如何选择？本文提出可利用产品-市场演变矩阵进行初步战略分析，继而利用ie矩阵做出最终战略选择。撰写此文，以期对业界人士有所启发，并为推动绿色地产的发展尽绵薄之力。希望房地产产企业可以做出合理的战略决策，使企业自身与社会都实现可持续发展。
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生态环境概况篇10
关键词：水利水电工程；环境；影响；评估
有大量研究报道指出：无论所建设水利水电工程项目的开发与运行方式属于抽水式蓄能发电，是径流式引水发电，或调节性水库，其建设与运行势必会对整个自然环境及生态系统产生至关重要的影响。在项目建设运行过程中，对环境影响的评估重点是了解项目建设对区域内的生态环境产生什么影响，以及项目的建设与运行是否为生态环境或社会环境所接受。在水利水电工程环境影响评估中所涉及到的主要内容包括两个部分，第一是针对水利水电工程项目生态环境影响的评估，第二是针对水利水电工程项目环境影响报告书质量的评估。本文即针对水利水电工程环境影响方面的技术要点进行评估与分析。
1工程概况及工程分析评估要点
1.1针对水利水电工程环境保护目标的调查与识别：重点关注所评估水利水电工程建设项目所覆盖区域与建设范围内是否涉及到农田，自然保护区，生态保护区，以及风景名胜区等需要进行特殊保护的区域，同时还需要重视对工程项目施工期间敏感性目标的关注与评价。
1.2针对水利水电工程项目建设概况的调查与识别：针对水利水电工程项目建设体系中所涉及到的主体工程，辅助工程，附属工程，环保工程等建设内容，主要评估建设内容是否合理与全面，同时还需要从水资源，水电，以及流域资源等多个层面针对工程项目的规划符合性进行评价，关注规划内容具体实施中的情况与合理性内容。
1.3针对水利水电工程项目枢纽部分选址，蓄水位，以及运行调度模式的评估：调查收集水利水电工程库区，工程建设区域沿线环境敏感性目标，了解相关敏感性目标与水利水电工程项目区位相关性关系，重点关注内容是水利水电工程项目选线，选址，运行调度方案实践中的可操作性以及具体环保措施的合理性问题。
1.4针对水利水电工程项目施工组织计划以及施工方案的调查识别：指根据水利水电工程项目规划要求以及所对应工程区域生态环境条件，根据工程项目施工现场的环境保护目标分布特点以及具体保护要求，结合施工现场交通组织体系，施工道路建设方案，重点关注项目规划以及工程区布置的环境可行性，并系统论证环保措施的合理性。
1.5针对水利水电工程项目施工期间以及运营期间的产污，排污情况进行分析：需要注意的一点是,在分析工程建设期以及运营期产污，排污情况时，应当重点关注相应策略是否能够符合环境保护的具体要求，若工程项目建设涉及到移民安置方面的问题，则还需针对安置区内的环保措施进行评价。
2工程环境影响评估要点
2.1对生态环境影响问题的评价。主要的评估技术要点可以概括为：第一是重点分析水利水电工程建设生态的完整性水平，对环境保护目标与建设项目对自然景观的影响关系进行分析，重点论证水利水电工程建设后的环境保护以及修复措施（如针对施工场地的恢复，对料场开挖景观的影响等内容）；第二是针对项目建设位置与生态环境及敏感性目标分布之间的对应关系，了解生态环境中因工程施工可能产生的变化，提出采取的环境保护措施。针对水利水电工程施工影响范围内所涉及到的国家保护性动物，植物应当准确预警，根据动植物对生活习性及生存环境要求，对包括植物移植、工程避让及异地重建等在内的环保措施进行细化处理；第三是针对项目影响区域内的风景名胜区、自然保护区等进行评估，重点关注环境保护要素，明确项目建设区位与保护区，名胜区等在位置分布上的关系，评估两者间的符合性。若涉及到隧道工程项目，则应重点了解输水类隧道建设所导致疏水问题是否会对施工周边的地表植被等生态元素产生影响，并做出准确预测，了解环境应对方面的措施，分析隧道工程建设是否会对生态系统的功能、结构产生影响，提出针对性的防护措施；第四是针对建设项目覆盖范围内的鱼类动物进行科学保护。重点研究并评估项目建设完成后对本区域内产漂流性卵鱼类繁殖情况的影响，制定针对鱼类繁殖季节的环境保护措施，分析水利水电工程项目施工现场的条件，评价过鱼设施的可行性与必要性，完善对增殖放流站的选址，条件允许时可以提供相应的平面布置图和建设规划图。
2.2对水文环境影响问题的评价。主要的评估技术要点可以概括为：第一是针对碱脱水段下泄生态流量问题进行评价，制定在项目蓄水和导流阶段对应下泄流量的保护性措施，评价下游水资源受水库蓄水情况的影响，制定环境保护方案，评价生态小组的建设可行性；第二，应深入分析并了解受项目建设影响水文区域内生活污水、工业废水等水源现状，并对污染水源变化发展趋势进行分析，特别制定针对敏感性水质指标的指控要求，根据工程项目建设要求制定污染源的治理方案，加强对重点退水区域及水质保护河段的合理选择，加强农灌退水策略；第三，针对规模相对较大的水库类工程项目，必须重视对分层取水问题的分析，结合项目建设区域内的水温分布情况及运行特征，对所致水温变化趋势进行分析预测，研究可以有效缓解水温影响的相关措施并进行可行性论证。
2.3对环境空气以及声环境影响问题的评价。要求在水利水电工程项目建设前期，相关工作人员通过对项目建设区域内环境条件的调查以及对敏感性目标分布情况的评估，准确界定各种影响源因素的强度水平，遵循环境质量保护需求，重点围绕项目建设中料场开采及工程运输等内容的环境敏感性进行预测分析，根据预测结果制定有效的环境保护措施，最大限度地确保项目环保效益目标的实现。
3结束语
针对水利水电工程建设项目生态环境影响的评估主要关注评价项目建设影响性质以及影响程度的显著性，以验证工程项目建设的可行性水平，同时了解环境保护目标对工程项目建设内容的重要意义，以明确环保措施在实施中的优先等级。本文中重点针对水利水电工程项目在环境影响评价方面的关键内容与要点，望能够在水利水电工程项目建设前期了解项目建设与生态环境的相关性关系，从而在具体实践中有效实施环境保护的应对策略。
作者:吴南江单位:定西市水土保持科学研究所
参考文献:
[1]徐永仁.关于水利水电施工工地环境保护管理的探讨[J].现代经济信息,2014,(16):91-91.