生态评估与生态修复方案精选(九篇)

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第1篇：生态评估与生态修复方案范文

在贵州省律师协会作为中立第三方的主持下，双方达成协议：两家公司将委托第三方按照《评估报告》的意见提出生态环境损害修复方案，经贵州省环境保护厅同意后组织实施，并于2017年8月30日前完成修复并经修复效果评估。2017年1月13日，磋商双方共同向清镇市人民法院申请司法确认上述赔偿协议。1月22日，清镇市人民法院立案受理此案。经审查并在贵州省高级人民法院门户网站对协议主要内容进行了为期15天的公示之后，贵州省清镇市人民法院生态保护法庭于3月28日分别向贵州省人民政府（授权代表为贵州省环境保护厅）、贵阳息烽诚诚劳务有限公司和开磷化肥有限公司送达（2017）黔0181民特6号《民事裁定书》，确认申请人之间签订的《生态环境损害赔偿协议》合法、有效并赋予其强制执行力。

案例亮点

司法确认制度，是指人民法院依照当事人的申请，对当事人之间达成的非诉调解协议进行审查并确认其法律效力的制度。这项制度发端于甘肃省定西法院系统的实践（被称为“定西做法”），并逐步为最高人民法院2009年出台的《关于建立健全诉讼与非诉讼相衔接的矛盾纠纷解决机制的若干意见》、2011年施行的《中华人民共和国人民调解法》以及2012年《中华人民共和国民事诉讼法修正案》所吸纳和确认。实践表明，该制度作为多元化纠纷解决机制建设中被全国性立法确认的唯一成果，对于实现司法程序和非诉调解程序的“无缝对接”、缓解“诉讼爆炸”、最大限度地化解民事纠纷具有积极的意义。贵州省首次将司法确认制度运用于生态环境损害赔偿领域，在以下两个方面进行了创新。拓展了制度适用范围就司法确认制度适用的案件类型而言，目前法律没有明确规定。不少学者认为司法确认制度就是“人民调解协议司法确认制度”的简称，但就民事诉讼法文本与现实需要而言，该制度的适用范围已不再局限于“人民调解协议”，凡“行政机关、人民调解组织、商事调解组织、行业调节组织或者其他具有调解职能的组织达成的具有民事合同性质的协议”，当事人认为有必要，均可申请司法确认。《生态环境损害赔偿制度改革试点方案》中提出了生态环境损害赔偿磋商制度，即“经调查发现生态环境损害需要修复或赔偿的，赔偿权利人（经国务院授权的试点地方省级人民政府）根据生态环境损害鉴定评估报告就赔偿具体事宜与赔偿义务人（违反法律法规、造成生态环境损害的单位或个人）进行磋商、达成赔偿协议”。就该赔偿协议的性质而言，尽管存在争议，但当前理论和实务界的主流观点均倾向于将其定性为民事协议。这就为贵州省将司法确认制度引入生态环境损害赔偿领域提供了基础。贵州省在该省的试点方案中规定“赔偿协议可以到有管辖权的生态环境法庭进行司法登记确认，赔偿义务人违约，赔偿权利人可以直接向法院申请强制执行”,同时确定清镇市、仁怀市、遵义播州区、福泉市、普安县人民法院生态环境法庭专属管辖贵州境内的生态环境损害民事案件。此外，《最高人民法院关于适用<民事诉讼法>的解释》第356条要求双方当事人提供“调解组织主持调解的证明”。在本案中，贵州省环境保护厅听取法庭的建议，由贵州省律师协会作为中立第三方组织双方进行磋商，一方面符合司法确认制度适用的前提条件；另一方面，法律专业人士的参与也能为磋商程序及协议内容的合法性“保驾护航”，这一做法值得肯定和推广。这一探索的最终成效如何，还有待更多的实践观察。但它扩大了司法确认制度适用的案件类型，对于实现生态环境损害赔偿“诉调衔接”、建立多元化纠纷解决机制无疑具有开创性意义。增设了协议公示程序最高人民法院出台的《关于人民调解协议司法确认程序的若干规定》中并没有设置公示程序，并且第5条对于司法确认的审查期限作出了“申请之日起十五日”以及“特殊情况下经本院院长批准可延长十日”的规定。从制度生成的角度，可以通过司法确认赋予强制执行力的协议所涉权益须是申请人有权自由处分的、自由协商的权益，因而在司法确认时无需“广而告之”。然而，生态环境利益属于“无主的”或“非私有的”公共利益，生态环境损害赔偿权利人（试点地方省级人民政府）是作为公益代表与生态环境损害赔偿义务人进行赔偿磋商并达成协议。尽管《生态环境损害赔偿制度改革试点方案》中指出赔偿权利人有权“统筹考虑修复方案技术可行性、成本效益最优化、赔偿义务人赔偿能力、第三方治理可行性等情况，达成赔偿协议”，但是较之普通民事主体，生态环境损害赔偿权利人在磋商中不能对生态环境利益作出任意性的妥协和退让，其让步必须面对公众的“拷问”。基于此，本案例在司法确认程序中增设15日的公示期，符合生态损害赔偿类型案件的特殊性，建议在今后定型化的制度中将其常态化。

相关思考

第2篇：生态评估与生态修复方案范文

垃圾是城市的必然产物。在众多的垃圾处理方法中，卫生填埋法较为简便、经济。随着城市规模的扩大，填埋场进入城区的范围，直接影响城市的美观，尤其是垃圾填埋后腐烂分解产生的填埋气（如甲中国的土地中只有14%是适耕地，而人均耕地只有0.106hm2，远低于世界平均水平的0.236hm2(Lin＆Ho，2003)。近十年，随着经济的发展，矿山大规模开采、固体废弃物填埋等占用了大量土地，使得中国的适耕地越来越少，特别是矿山开采活动不但占用和破坏大量土地，而且在矿山开采和开采之后的长时间内还会通过粉尘、潜在的酸性废水排放、地表径流、滑坡、塌陷等过程再次污染及破坏土地，并使周边环境不断恶化(Wong，2003;白中科等，2006)。矿区水土一旦遭受污染破坏，其治理难度大、费用高、环境恢复时间长，甚至还会带来一系列社会问题。因此，矿区生态环境的修复是采矿业可持续发展中必不可少的一项任务。

矿山废弃地是一类特殊的退化生态系统，由于人为的巨大干扰，超出了原有生态系统的修复容限。根据其形成原因及组成，矿山废弃地可以分为四大类，其中修复难度较大的包括精矿筛选后剩余岩石碎块和低品味矿石堆积而成的废石堆、剥离物压占的陡坡排岩场/排土场、尾矿砂形成的尾矿库以及矸石堆积的矸石山(胡振琪等，2003;Li，2006)。从20世纪70年代开始矿山复垦工作以来，国内外开展了大量的修复研究与实践工作，针对不同种类废弃地的不同退化机制和性质，采取的修复及重建措施也不相同(Marrs＆Bradshaw，1982;Lietal．，2000;胡振琪等，2003;白中科等，2006)。本文在总结这些研究的基础上，着重对矿山废弃地生态修复中的基质改良和植被重建技术进行了分析，以期为今后矿山废弃地的生态修复提供参考。

1生态恢复与生态重建内涵

当生态系统在外界因素的干扰下，其结构和功能发生位移，原有的平衡被打破，系统的结构和功能发生变化而形成破坏性波动或恶性循环后，该生态系统则成为一类退化生态系统或受损生态系统。对于那些破坏强度大，系统自然功能基本丧失的退化生态系统来说，需要在人为干预或辅助下使其结构和功能逐渐恢复完善而达到一种新的平衡。对于退化生态系统的这种人工干预就称之为生态修复(ec-ologicalremediation)、生态恢复(ecologicalrestora-tion)或生态重建(ecologicalreconstruction)。最早的生态恢复工作始于1935年，在Leppold指导下，在美国Madison一块废弃地及威斯康星河沙滩海岸附近的另一块废弃地上开展了恢复工作，经过多年努力后成功创造了今天的威斯康星大学种植园景观和生态中心，这使得人们认识到，把过度放牧、侵蚀等致损因素造成的废弃地恢复到草原、森林在理论上和技术上都是可能的(米文宝和谢应忠，2006)。进入20世纪70年代后，对于退化生态系统的生态恢复研究逐渐发展起来，1973年3月，在美国弗吉尼亚理工大学召开了题为“受害生态系统的恢复”国际会议，第一次专门讨论了受害生态系统的恢复和重建等重要的生态学问题(Jordanetal．，1987)。1980年在Cairns主编的《受损生态系统的恢复过程》一书中将生态恢复定义为:恢复被损害生态系统到接近于它受干扰前的自然状态的管理与操作过程，即重建与该系统干扰前的结构与功能有关的物理、化学和生物特征。然而这一概念过分强调了恢复(restoration)，而对重建(reconstruction)一个新的生态系统未给予足够重视(米文宝和谢应忠，2006)。

实际上，要想将一个受损的生态系统恢复到原来未受干扰前的状态是不可能的。Bradshaw(2000)在回顾美国“生态恢复”(ecologicalreclamation)的历史时指出，生态系统的重要性是要强调生物多样性、永久性、自我持续性和植被演替性。对于退化生态系统的恢复应该是在人为干预或辅助下通过修复、改建、重建、复垦和再植等各种措施促使退化生态系统结构和功能不断完善，最终达到另一个生态平衡状态。1995年，美国生态恢复学会提出，恢复是一个概括性的术语，包含了改建(rehabilitation)、重建(reconstruction)、改造(reclamation)、再植(reve-getation)等含义。生态重建(reconstruction)并不意味着在所有场合下恢复原有的生态系统，生态恢复的关键是恢复生态系统必要的结构和功能，并使系统能够自我维持和平衡(李永庚和蒋高明，2004)。因此，生态系统的恢复不仅仅是简单地恢复几种植物或将裸地覆盖，它还至少应包括以下三方面:1)土壤养分积累与生物地球化学循环，包括对养分的滞留与损失、土壤的化学过程、有机物质的合成与降解等(Schaaf，2001);2)生物多样性的恢复，包括生物种类与功能是否达到开矿前或邻近自然景观的水平;3)植被演替方向与生态系统的自我维持能力(Bell，2001)。因此，生态恢复与重建不再是一个静态的概念，它是随着人们对退化生态系统研究的深入而不断完善和发展的。现代生态恢复与重建不仅包括退化生态系统结构、功能和生态学潜力的恢复与提高，而且包括人们依据生态学原理，使退化生态系统的物质、能量和信息流发生改变，形成更为优化的自然-经济-社会复合生态系统(米文宝和谢应忠，2006)。随着研究及认识的不断深入，生态恢复、生态重建的内涵将不断得到扩展和完善，其所包含的内容也将更深广。

2矿山废弃地生态环境退化特征

矿山废弃地是一类特殊的退化生态系统，在矿山开采时，矿山废弃地原有的生态系统遭到破坏，主要的生态问题表现为:表土层破坏，土壤基质物理结构不良、水分缺乏，持水保肥能力差，导致缺乏植物能够自然生根和伸展的介质;极端贫瘠，氮、磷、钾及有机质等营养物质不足或是养分不平衡;存在限制植物生长的物质，如重金属等有毒有害物质含量过高，影响植物各种代谢途径;极端pH值或盐碱化等生境条件，影响植物的定居;生物数量和生物种类的减少或丧失，给矿区废弃地恢复带来了更加不利的影响(Leisman，1957;Cornwell＆Jackson，1968;Li，2006)。针对矿山废弃地以上退化特征及其极端的立地条件，开展生态修复与重建的首要问题是进行矿区废弃地的基质改良。

3矿山废弃地基质改良技术

3.1表土覆盖技术

地表物质是植物生长的介质，植物生长立地条件的好坏，在很大程度上取决于地表性质。一般认为，回填表土是一种常用且最为有效的措施。表土是当地物种的重要种子库，它为植被恢复提供了重要种源。同时也保证了根区土壤的高质量，包括良好的土壤结构，较高的养分与水分含量等，还包含有较多的微生物与微小动物群落(Bell，2001)。卞正富和张国良(1999)以开滦矿区为实验点，进行了研究，结果表明，通过条带式覆土或全面覆土对矸石酸性的控制好于穴植覆土。Barth(1998)认为，覆土越厚越好，这样可以避免根系穿透薄薄的表土层而扎进有毒的矿土中。但是，覆土越厚，工作量越大，费用越高，而且在超过覆土厚度一定范围后，修复效果增长反而不显著。Holmes和Richardson(1999)研究表明，覆盖10cm厚的表土能使植物的盖度从20%上升到75%，覆盖30cm土层，植物盖度上升到90%，但这两种深度的表土对提高植物密度方面没有明显差异，甚至在播种18个月后，浅表土(10cm)上的植物密度要高于深表土(30cm)。Redente等(1997)在一个煤矿地比较了4个厚度(15、30、45、60cm)的表土后，发现覆盖15cm即可以取得较好的恢复效果。因此，表土的覆盖可以选择10～15cm厚度，而且应该依据种植的植物类型进行调整。回填表土所产生的改土和修复效果比较显著，但回填表土也存在较大的局限性，主要因为此项工程涉及到表土的采集、存放、二次倒土等大量工程，所需费用很高、管理不便，而且我国大部分矿区在山区，土源较少，多年采矿后取土也越来越困难，不少矿区已无土可取，一些矿山企业甚至花费巨资进行异地熟土覆盖(彭建等，2005)。这种做法既解决不了矿山长期使用土源问题，又破坏我国宝贵的耕地资源。因此，回填表土和异地熟土覆盖的基质改良方法只能在条件允许的矿区适用，在土源短缺的矿区，应该选择其他行之有效的基质改良措施。#p#分页标题#e#

3.2物理、化学基质改良技术

在废弃地恢复中通过克服一些物理因子的不足，如挖松紧实的土壤、进行矿地深耕、整理土壤表面等措施来改善矿区土壤环境也常在复垦实践中应用(Smith＆Bradshaw，1979)。研究表明，矿地恢复后的作物产量与翻耕深度呈良好的线性关系(夏汉平和蔡锡安，2002)。如果废弃地pH值过高或过低时，可以向其中添加化学物质进行中和。在碱性较大的矿区，可以投加FeSO4、硫磺、石膏和硫酸等;在酸度较大的矿区，施用石灰可以有效地提高pH值。胡宏伟等(1999)在Pb/Zn尾矿废弃地上铺盖厚约20cm垃圾与20kg•m－2石灰石，不但提高了尾矿pH值、降低了电导率，而且较有效地防止了下层尾矿的酸化，植物生长也较好。Ye等(1999)观测到，施用160kg•hm－2石灰能使基质的pH值从2.4上升至7左右。但是，这一改良措施只能在一段时间内有效。因为所添加的石灰量是根据土壤的有效酸度计算的，并未考虑潜在酸度和未风化的硫铁矿的进一步氧化(Schaaf，2001;夏汉平和蔡锡安，2002)。由于大部分矿山废弃地土壤物质中缺乏有机质、氮、磷等植物所需的营养物质，这就需要在矿山废弃地修复中不断添加肥料(Marrs＆Bradshaw，1982)。研究表明，矿地恢复初期，施肥能显著提高植被的覆盖度，特别是在无表土覆盖的矿地。Ye等(2001)观测到，每公顷施用80t以上的石灰配合施用100t有机肥，不仅显著降低土壤酸度、电导率和Pb、Zn的有效性，而且有效促进植物萌发，并使生物产量达最大值。然而，化肥的效果只是短期的，停止施肥后，植被覆盖度、物种数和生物量都会显著下降。可见，采用物理或化学措施进行矿地基质改良需要长期的人力、物力投入，较难管理，效果持续时间短。

3.3生物改良技术

在矿地的基质修复中也常用到一些生物改良措施，如向矿地引入一些生物和微生物(蚯蚓、藻类等)(Buttetal．，1993)。有研究发现，蚯蚓对土壤的机械翻动起到疏松、拌和土壤的效应，改善了土壤结构、通气性和透水性，使土壤迅速熟化;同时其排出的粪便，不但含有丰富的有机质和微生物群落，而且具有很好的团粒结构，保水保肥能力强，能有效促进植物生长发育(Curry，1998)。复垦时种植一些生命力强、根系发达的绿肥植物如紫花苜蓿、草木樨、三叶草等也可以起到熟化、改良土壤的作用(邹晓锦等，2008)。绿肥植物根系发达，主根深长2～3m，根部具有根瘤菌，根系腐烂后对土壤有胶结和团聚作用，改善了矿地基质的结构和肥力。如今，接种菌剂技术也应用在矿山废弃地的基质改良中，由于菌根真菌的活动增加了活性微生物菌群，改善了根际周围的微生态环境，可以明显提高复垦造林的成活率。有研究表明，应用菌根技术的试验区内植被品种的发芽、成活和生长效果都明显好于对照处理(边仕民，2004)。Noyd等(1996)把菌根真菌根内球囊酶(Glomusintradices)和近明球囊霉(G.claroi-deum)接种到牧草上，成功地恢复了矿渣地的植被，达到了修复和复垦的目的。虽然生物措施对改善矿山废弃地土壤环境有效，但这种效果较缓慢，特别是在极端贫瘠、恶劣的矿区。

3.4城市固体废弃物人工基质改良技术

风干污泥中氮(以N元素计)、磷(以P2O5计)、钾(以K2O计)的平均含量为4.71%、4.1%、1.5%，远远高于牛羊粪，单纯从养分含量来看污泥相当于一种养分含量颇高的有机肥料(陈萍丽和赵秀兰，2006)。研究表明，在草地上施用污泥后土壤中的许多营养元素的含量均有显著提高，牧草产量大大增加，覆盖在草地上的污泥还可有效防止土壤侵蚀和水土流失。粉煤灰是热电厂采用燃煤生产电力过程中排放的一种粘土类火山灰质材料，主要由SiO2、Al2O3、Fe2O3、CaO和未燃尽炭组成，一般pH高达12，与石灰一样可以起到钝化污泥中重金属及杀死病原菌的作用，而且粉煤灰中含有大量Ca、Si、B等微量营养元素(杨剑虹等，1997;Mitsunoetal．，2001)。将粉煤灰用作土壤改良剂可有效改变土壤质地、增加土壤持水能力、提高土壤pH值和增加土壤肥力(Carl-son＆Adriano，1993;彭建等，2005)。研究发现，将污泥等固体废弃物基质用于矿山废弃地修复时，随着污泥施用量的增加，废弃地中有机质含量会累积和提高，理化性质也发生明显的变化，通常为正相关变化，水土流失量也减少(Lietal．，2000)。广西省苹果铝土矿以选矿泥浆尾矿滤饼为主，添加适量粉煤灰，通过大豆培肥后用做采空区复垦工程中的修复基质，经过1年的培肥熟化期即可种植农作物，其产量可达到或超过当地农作物的水平，有效地解决了该矿区复垦土源不足的难题(罗秀光和马少健，2000)。因此，从环境建设的可持续发展出发，利用不同废弃物相互间互补的理化性质，将其合理配比，综合利用，使之成为适宜于植物生长的新型种植基质———“新土源”。将这种“新土源”用于矿山废弃地复垦，能迅速有效地提高矿山废弃地有机质、养分含量，提高植物的成活率和覆盖度，有利于迅速有效地恢复矿区植被，提高矿山废弃地土壤中微生物的活性，从而有效防止水土流失。同时它还避开了食物链，不会影响到人体的健康，具有良好的环境、生态、社会和经济多方面的综合效益。

4矿山废弃地修复中植被的再建

4.1植被自然演替模式

采矿活动过程中，矿区原有的植物群落被严重或完全破坏，据统计，我国因采矿直接破坏的森林面积累计达106万hm2，破坏草地面积为263万hm2(彭建等，2005)。虽然在废弃矿地自然演替过程中，某些耐性物种会逐渐侵入而实现植物定居，但这个过程是缓慢的(Dobsonetal．，1997;Bradshaw，2000)。如图1所示，排土场从裸地恢复到原来的植被至少需要20～30年，特别是进入羊草杂类草阶段非常困难(孙铁珩和姜凤岐，1996)。而对于一些立地条件极为恶劣的采矿废弃地，如铁矿排岩场、铁矿尾矿库等，如果不进行人工种植，其自然恢复过程会更长，甚至需要上百年时间(Anthony，1997;Brad-shaw，2000)。因此，矿山废弃地生态环境恢复与重建的关键是在正确评价废弃地类型和特征的基础上进行植被的恢复与重建，进而使生态系统实现自行恢复并达到良性循环。

4.2植物种类的选择

由于矿山废弃地立地条件极为恶劣，用于矿地恢复的植物通常应该选择抗逆性强(对干旱、潮湿、瘠薄、盐碱、酸害、毒害、病虫害等立地因子具有较强的忍耐能力)、茎冠和根系发育好、生长迅速、成活率高、改土效果好和生态功能明显的种类。禾草与豆科植物往往是首选物种，因为这两类植物大多有顽强的生命力和耐贫瘠能力，生长迅速，而且后者能固氮(Berdusco＆O’Brien，1999;陈志彪等，2002)。在禾本科植物中，狗牙根(Cynodondactylon)是被用得最早、最频和最广泛的物种之一。不过，Holmes和Richardson(1999)发现，狗牙根在人工模拟的采矿地应用效果不佳。黑麦草通常是一种多年生的适应性强的草类，生长迅速，对重金属Cu、Zn、Pb、Cd、和Ni有较强的吸收能力，其根系发达，有利于克服废弃地的干旱胁迫，因此在早期矿山废弃地植物修复中被广泛应用(Dijkshoormetal．，1979)。束文圣等(2000)研究发现，双穗雀稗(Paspalumdis-tichum)等重金属耐性植物在轻度改良的Pb/Zn尾矿上能够成功定居。近几年发现，香根草(Vetiveriazizanioides)和百喜草(Paspalumnotatum)对酸、贫瘠和重金属都有很强的抗性，适合用于矿山废弃地植被再建(夏汉平和蔡锡安，2002)。其中，香根草根系发达，还可以有效控制和防止土壤侵蚀和滑坡，对土壤盐度、Na、Al、Mn和重金属(As、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Hg、Se和Cu)都具有极强的耐受能力(Yangetal．，2003)。代宏文和周连碧(2002)在铜陵Cu矿粗砂尾矿库边坡种植香根草等植物，植株长势好，覆盖度高，种植4个月后的植被总覆盖度达到95%以上。由于香根草适应性强，生长快，能有效改善种植地的微域生态环境，从而促进其他植物的生长，加速了采石场和其他矿山植被的恢复(方长久和张国发，2003)。但由于香根草属暖季型草，不适合北方较寒冷地区生长(可抗最低温度为－15.9℃)，目前在北方地区矿山废弃地修复中还没有应用实例。在豆科植物方面，Holmes和Richardson(1999)认为，首先应撒播非侵入性的、生长迅速的1年生乡土豆科植物。目前，一些草本豆科植物如三叶草(Trifolium)、胡枝子(Lespedeza)、沙打旺(Astragalusadsurgens)和草木樨(Melilotussuaveolens)等在全球很多矿地被广泛采用，大多取得良好的恢复效果。一些木本豆科植物如金合欢(Acacia)、胡枝子(Lespedezathunbergi)等也被广泛应用。另外，沙棘(Hippophaerhamnoides)虽不是豆科植物，但由于其有固氮能力，而且根系庞大，能固土护坡，涵养水源，已被中国政府列入改善生态环境的首选植物和先锋树种。一般矿地恢复过程中采用将豆科与非豆科植物进行间种，这样非豆科植物被促进生长的效果十分明显。因为植物通过共生固氮所获得的氮素是有机氮，与无机氮相比具有有效期长、易积累、又可通过微生物矿化转化成无机氮缓慢释放、易被植物吸收等优点。因此对于养分缺乏，特别是缺氮的矿地，豆科植物的种植尤为重要(Dobsonetal．，1997;杨修和高林，2001)。禾草与豆科的草本植物往往只是矿山退化生态系统恢复过程中的先锋种。根据植物群落学原理，物种多样性是生态系统稳定的基础。因此，在矿区生态重建中，使用混合种，特别是将乔、灌、草、藤多层配置结合起来进行恢复的效果要比单一种或少数几个种的效果好(张翠玲等，1999;夏汉平和蔡锡安，2002)。#p#分页标题#e#

4.3植物的修复作用

一般认为，植物修复主要是指对矿区土壤基质中重金属和某些有机化合物的净化作用，包括植物吸收(phytoextraction)、植物挥发(phytovolatiliza-tion)、植物降解(phytodegradation)和植物固定(phytostabilization)四方面(Chu＆Bradshaw，1996;Hutchinsonetal．，2001)。对于不同的矿山废弃地，根据其土壤基质污染程度、重金属种类，所选择的修复植物种类和修复机理是不同的(黄铭洪等，2001)。研究发现，在Pb/Zn尾矿上定居的雀稗(Paspalumthunbergii)、双穗雀稗(P.distichum)、黄花稔(Siderhombifolia)和银合欢(Leucaenaglauca)对Pb的吸收表现出不同模式:雀稗所吸收的Pb大部分被滞留在根部，使之较少影响地上部茎叶的光合作用及生长，从而使植物对重金属Pb更具耐性;双穗雀稗和黄花稔所吸收的Pb较多地被转移到便于收获移走的地上部分，因而具有较大的修复潜力;木本植物银合欢所吸收的Pb80%以上是积累在根、茎的皮和木质部分及枝条部分，只有15%左右分布在叶片中(张志权和黄铭洪，2001)。束文胜和张志权(2001)研究发现，鸭跖草(Commelinacommunis)是Cu的超富集植物，可用于Cu污染矿区土壤的植物修复与重建。杨肖娥等(2002)在浙江Pb/Zn矿区发现一种新的具有耐Zn特性的Pb富集植物———东南景天(SedumalfrediiHance)。薛生国等(2003)对湘潭Mn矿污染区的植物和土壤进行了野外调查，发现商陆科植物商陆(Phytolaccaacinosa)对Mn具有明显的超富集特性，叶片内Mn含量高达19299mg•kg－1。香根草不但生物量大，根系发达，对Cd的吸收能力也很强，在Cd浓度仅为0.33mg•kg－1的土壤上，能吸收218gCd•hm－2，因此，可用于修复Cd污染严重的矿区(Truong，1999;Chenetal．，2000)。另外，研究还发现，有一类植物虽然对重金属没有富集作用，但具有较强的耐受性，可以在重金属含量很高的土壤和水体中生长，其地上部分能保持较低并相对恒定的重金属浓度。节节草、狗牙根、营草、白茅等能在As、Sb、Zn、Cd等复合污染的土层中生长良好，可作为长江流域矿山废弃地植被恢复的先锋植物(宋书巧和周永章，2001)。研究发现，有近200种植物能够在不同类型的尾矿库上自然定居，对不同重金属表现出一定的耐受能力。

总之，在矿山废弃地修复中植被的作用是多方面的，植被的生长可加快废弃地碎岩及尾矿砂的风化进程，修复矿区受污染土壤，有效遏制水土流失，使矿区植被的立地条件逐步得到改善，利于其他植被的自然定居，同时还能有效阻滞矿区飞扬的矿尘，改善局域生态小环境，使生态功能遭到破坏的矿山废弃地能够最终实现自我修复，并逐渐达到一种新的生态平衡。

5结语

矿山开采带来的环境问题是生态修复研究中的一项难题，也是制约社会、经济可持续发展的一个障碍因素。对于矿山废弃地的修复多数是在矿山开采结束，废弃地闲置多年且生态环境问题极为严重后才开始。这样不但加大了修复难度，而且所需费用也成倍增长，恢复时间加长，修复效果也较边开采边修复的效果差，而且在矿山废弃地开采及废置的较长时间段内，尾矿尘、采矿废水、废渣对周边环境已经产生了很大的影响，污染范围和破坏程度均发生了扩展。因此，对于矿山废弃地的生态修复应该从源头开始，在制定矿产开采计划的同时就应该对矿山环境可能遭受到的破坏程度进行评估，并制定相应的修复方案。目前，虽然没有明确的法律规定，但这是矿产资源可持续发展的必然趋势。在今后矿山废弃地生态修复工作中，还应该特别加强以下研究:

(1)矿山废弃地生态修复或重建是一项长期持久的工程，不但需要在矿山开采之前就考虑好矿山开采后的修复方向，即修复目的的明确性，并在开采时对表土、植物种子库进行收集和保存，以便在开采后合理利用。同时还应该在矿山开采时对一些破坏强度不大的地区进行保护，制定边开采边恢复的计划，这样就会减小矿山开采后修复的难度，同时降低矿山开采后对周边地区造成的污染、破坏程度和影响范围。而且，在矿山废弃地生态重建过程中除了对植物的研究外，还应该开展矿区动物的研究。到目前为止，对于无脊椎动物在矿区生态恢复中的作用以及恢复后期对于大型动物的潜在影响目前还未见报道。

第3篇：生态评估与生态修复方案范文

关键词：水利工程；生态环境；影响；对策

Abstract: With the development of our national economy and the progress of science and technology, water conservancy project in flood control, irrigation, power generation and shipping has played a tremendous social and economic effect, and plays an important role to promote economic development. This article from the water conservancy project impact on the ecological environment, analysis the impact of water conservancy project on water, hydrology, geology, soil, the humanities, the effects of biodiversity, and put forward the construction of water conservancy project construction and environmental protection measures, for the water conservancy engineering ecological construction to provide reasonable reliable reference.

Key words: hydraulic engineering; ecological environment; impact; countermeasure

中图分类号：TV21文献标识码：A 文章编号：

1 水利工程对生态环境的影响分析

1.1对水体的影响

拦河修建挡水建筑物后，在上游形成水库，随着水位的抬高，库内大体积水体流速变慢，滞留时间变长，有利于悬浮物的沉降；库内流速慢，藻类活动频繁，呼吸作用产生的CO2与水中钙、镁离子结合，产生CaCO3和MgCO，并沉淀下来，降低了水体硬度，这是有利的一面。但是同时也会有不利的一面，即库内流速小，降低了水、气界面交换的速度和污染物的迁移扩散能力，复氧能力减弱，使得水库自净能力比河流弱，库内水流流速变小、透明度增大，利于藻类光合作用，藻类大量生长，会导致水体富营养化。另外，水库不仅存蓄了汛期洪水，还截流了非汛期的基流，使下游水位下降，造成下游湖泊水位和地下水水位下降，湿地萎缩、绿洲消失、海水倒灌，对航运、灌溉、渔业等均产生一系列负面影响。

1.2对水文地质的影响

大中型水库修建后，会改变下游河道流量，因而会对周围环境带来影响，同时水库渗漏问题会造成周围的水文条件发生变化。修建大坝后，还可能会诱发地震、塌岸、滑坡等地质灾害。大型水库蓄水后，可能诱发地震。其主要原因在于：水体压重引起地壳应力的增加；水渗入断层，可导致断层之间的程度增加；增加岩层中空隙水压力，库岸会产生滑塌。水库蓄水后，水位升高，岸坡土体的抗剪强度降低，易发生塌方、山体滑坡及危险岩体的失稳现象。

1.3对土壤的影响

通过兴修水利工程、疏浚河道等措施，保护农田，使之免受干旱、洪涝等灾害影响，通过拦截天然径流、调节地表径流等措施，补充了土壤的水分，改善了土壤的养分和内热状况。另一方面，水利工程的兴建也使下游平原的淤泥肥源减少，土壤肥力下降。同时，在输水渠道两岸，由于渗漏，使地下水抬高，造成大面积土壤的次生盐碱化和沼泽化。另外，泥沙淤积问题也是每个水利工程都要面临和解决的问题，拦河修建挡水建筑物后，会在建筑物前造成泥沙大量淤积。

1.4对生物多样性的影响

修建水利工程后，打破了原有水系内的生物（尤其是珍稀动物）的生活环境，会造成原始生态系统的改变，使食物链遭到破坏，威胁多样生物的生存，严重的会造成灭绝。

1.5水利工程的噪声污染及景观破坏

水利工程施工作业，由于机械设备规格型号大，且开挖及爆破工程较多，这些都有可能形成对周边环境的噪声污染。必须分析其对周边居民环境以及动物栖息环境的影响。此外，水利工程施工作业区域由于水资源丰富，景观较好，因此，必须分析水利工程建设对景观资源造成的破坏及其恢复程度。

2 水利工程生态环境保护措施

2.1水土流失预防措施

2.1.1对于水利工程的水土流失的工程防治。预防水土流失，可以结合具体工程项目分区防治，可以采取枢纽工程与临建工程分区防治的方式。在施工工程区域，对有可能造成水土流失的部分进行防护设计，并制定有利于水土保持的砼或砌石护坡、草皮护坡、挡土墙、地面排水工程等工程保护措施，对于块石料场的石料弃渣应修筑挡渣墙，同时施工过程中开采边坡废弃土石渣采取防护和拦挡措施，以防止无用弃土、渣被降雨或水流冲走，避免石料开采过程中危及河岸、堤防及水工程安全。

2.1.2加强水利工程沿线的土地整治及植物防护。土地整治，对渣场、科场和临时用地工程占用土地及永久工程区的空坪隙地工程完工后要恢复植被；弃渣施工、运输中，应充分利用施工管理措施，将弃土料弃于渣场上层，弃渣结束后，应进行渣场改造，对渣场统一进行平整堆放处理，营造固土保水作用好的水保林、草地，恢复植被；对料场应将开挖弃料回填，并覆土满足林业用地的要求；临时用地和永久工程区的空坪隙地要对废渣、废料和临时建筑清理拆除后，对压实的土地进行翻松、平整恢复植被和绿化美化。

2.2加强工程项目建设排放水的处理

对于砂石料生产废水处理可以采取经集中后经过沉淀池沉淀处理后回用，其中沉淀污泥经干化处理后填埋处理，对于混凝土拌和系统废水均采用沉淀处理后直接排放。施工作业过程中，对于降水、渗水可直接排入下游基坑沉淀后排入河流中。施工作业人员的日常生活所产生的污水，采用了地埋式生活污水处理系统进行生活污水处理。

2.3加强对粉尘污染的治理

工程施工期间所产生的粉尘、扬尘保护措施。水利工程施工期间，尽可能的减少使用爆破技术，较多的采用了湿法施工作业方式。为保证施工作业人员安全，全体作业人员配备防尘护具，涉及地下洞室施工作业的安装了临时送排风设备，从而保证及时排出施工中产生的粉尘。砂石加工场在建设时都配备了必要的防尘除尘设备，并定期进行检查维护，从而保证设备能够有效运行。

2.4施工现场噪声防治与景观保护

由于施工机械设备，砂石料开采加工、工程开挖爆破等施工作业过程噪声较大，因此水利工程施工尽量分区域布置施工与生活地，合理限定爆破时间以及固定噪声较强施工作业时间等保护措施，尽可能的减少噪声污染。在施工作业期间，加强对景观环境的保护，景观环境的经济意义较大，避免因水利工程的实施破坏原有的景观，对于带动今后的旅游经济具有重要的作用。

3水利工程生态化建设的建议

3.1防洪工程规划

在实际的水利工程建设中，应从经济效益、环境效益两个方面入手。在充分满足人们需求的前提下，权衡两者间的关系，摒弃、打破以往传统只针对经济技术进行考评、估测、分析的评估指标体系，而是应该在传统评估体系的基础上，纳入对项目地区生态环境效益的评估，从而形成一个完整、综合的项目评估体。以往的治河工程，通常只是将河流作为环境修复工程的主体，而由于这些河流与其周边的自然环境、生态系统有着密切的联系，仅凭河流的治理、恢复来实现生态平衡与自然环境的可持续发展是不切实际的。因此，在河道、水库大坝等水利工程实施前，首先需要根据实际的施工设计图纸对项目场地进行科学、合理的规划，充分熟悉、掌握项目周边区域的环境，明确河流的结构、特征、布局，对水路交错地带作详细划分，针对河流上下游的生物群落展开全面的调查、研究，进一步了解、认识河流水体与各种动物、植物间的依存关系。此外，还应针对施工场地内的河流、岸坡地质结构进行实地勘察、测量、检验等工作。在设计中加入补充性环保标准、保护环境要求等条件，以此保证项目的实施在环境破坏最小化的条件下进行。

3.2岸坡防护

在整治河流的过程中，水体、陆地交错地带的岸坡防护结构是影响河流区域生态系统的主要因素。水陆交错地带是河流水体中植物的繁茂、发育地。此些植物不仅能够为动物提供生存空间，同时也是水生、陆生动物与植物的生活迁徙区域。因此，在设计岸坡防护工程的过程中，应在满足人与自然之间和谐、共存的生态建设要求，尽可能的采用与施工场地范围环境相协调的结构形式，在充分满足工程质量安全的前提下，保证生态与景观护岸形式的多样性。目前，较为常用的岸坡防护结构，其主要采用具备良好反滤和垫层结构的堆石，以及由自然材质、多孔混凝土构件制成的柔性结构。尽可能的减少硬质、不透水材料的使用，为河流植物、生物的栖息、繁殖创造条件。

3.3 水利工程的管理

在水利工程项目竣工验收后，应及时治理、修复施工期间所造成的植被景观破坏。设计、编制符合现代化生态工程的环境修复方案并严格实施，以此保护已形成的生态平衡。对于水利项目范围内的生物圈，可翻阅当地生态环境的历史资料，与当下的情况作对比，根据其结果采取相应的处理措施。对水利工程项目的人员活动进行规划并加以规范，以此确保生物繁衍生息、保证不同物种间的比例平衡。为减少、降低水利工程项目的实施过程与投入使用的过程对自然环境、生态平衡的破坏，保证生态建设的效果与实施，延长生态工程有效期限，应加强重视水利项目前期的养护、后期的管理，具体包括生态维护、检测、评估等工作。

第4篇：生态评估与生态修复方案范文

损害的修复是个灵活的概念。换句话说，资源损害之后最合适的修复方式只能在特定情况下进行确认，需要考虑最完全地满足受害者的利益，同时最大程度的消除资源损害行为所导致的损害后果。但是我们必须知道，人类生命健康的损伤、风景的破坏、稀有物种的灭绝、不可再生资源的挥霍，这些资源的恢复原状通常是不可能的、不可行的，在经济上也是不合理的。事先预防和控制成为最现实的选择，而损害赔偿的局限性也必然强烈要求加入预先救济机制并扩充行政性修复机制，从而保证自然资源环境的功能实现。在自然资源损害的救济手段中，损害赔偿是民事责任体系下之首选，也是阻止损害的最后手段，除此之外，事先预防和抑制性质的保证金、赔偿基金以及分担风险的责任保险都是可行的选择，而对于恢复原状的目标而言，补偿基金这种形式也可使用。本文将从自然资源修复的目标出发，分个体、市场和政府三个层次对这个完整的法律修复路径进行分析，希冀为环境资源保护中广泛的利益平衡提供更加灵活的应对方案。

一、个体责任的承担———损害赔偿与恢复原状

自然资源首先是作为一个经济学概念出现，在进入法律的规制范围后，其内涵不断得到界定和扩充，而环境作为自然资源的提供者，同时也包含有废品的吸收者、效益的直接来源功能，这三个功能共同构成了循环经济体系中环境的生命支持功能。作为环境损害的内容之一，自然资源的损害问题也不断在各国受到关注，欧盟2004年3月10日正式通过的《预防和补救环境损害的环境责任指令》将此“损害”明确进行界定，表述为“可测量的自然资源的不利变化或者可能直接、间接出现的可测量的自然资源服务功能的损伤”。［1］这表明环境资源的损害事实，正不断刺激和推动着法律对资源损害修复及其市场化的反应和关注。

（一）损害赔偿1982年《世界自然》原则篇中明确指出，所有人根据其国内立法“在其环境受到损害或恶化时应能获得救济”。《二十一世纪议程》要求政府和立法机关建立司法或行政程序对那些可能不合法或根据法律侵害权利、影响环境的行为予以合法的赔偿和补偿，并为个人、团体和组织诉诸司法提供获得承认的合法权益。2010年2月《关于有害环境活动所造成损害之责任、应对行动和赔偿的国内法的编制准则》，是联合国环境规划署根据1992年《里约宣言》的要求和2001年《关于制订和定期审查环境法的蒙得维的亚方案》而制定的关于环境损害的责任和赔偿问题的准则，旨在帮助发展中国家和经济转型国家制定关于环境损害的责任和赔偿相关国内法律和程序。我国环境资源损害的个人责任承担规则，主要是基于民事侵权中的环境污染致损规则建立，其中最核心的法律即《侵权责任法》，该法的实施推动了我国在环境领域的侵权救济规则，其65条规定：因污染环境造成损害的，污染者应当承担侵权责任。而侵权损害赔偿作为最普遍、适用最广的救济方式也被立法所肯定。实践中，环境资源的损害主要是源于经济建设和资源开发，也可被称为“环境侵权”，这在各国有着不同表述，如日本就称之为“公害”［2］，同传统的民事侵权相比，它有着许多不同之处，最突出的就是其对人类社会的损害已远超一般民事侵权法的规制范围，必须通过预防原则来进行制度上的妥善修正。环境资源损害多属生产经营活动的产物，除少数事故性污染，均具有一定的社会必要性和合理性，而且也具有连续性和反复性特点。资源损害行为和损害结果之间的因果关系往往难以认定，因为行为和结果之间有着广阔的时间和空间距离，而行为却具有累积效应、潜在效应和滞后效应，其后果并不能明确的认定，这对于传统的一般民事侵权理论而言是难以解决的。因此“以无过失责任制取代过失责任制，实行因果关系推定、举证责任转移或倒置，实行预防性及社会化救济制度等，为其关键问题及总的发展趋势。”［3］我国《侵权责任法》的实施就正在推动着环境损害民事责任规则的发展与进步。如将讨论范围缩限至自然资源的损害，我们必须面对的难题将集中在诉讼规则上。［4］公共自然资源的损害往往导致的是集体利益的损害，不涉及具体个人利益的损失，因而在诉讼主体规则方面需慎重考量。在我国，根据宪法和自然资源法的有关规定，自然资源权属是国家所有和集体所有的二元所有制结构，但实践中资源的国家和集体所有权却被不同程度的架空或滥用，在资源的开发利用过程中，资源的需求和供给没有强有力的利益约束和平衡机制，自然资源的损害程度触目惊心，资源被掠夺性的开发和利用，浪费和破坏严重。目前，我国仅《海洋环境保护法》赋予了行使海洋监督管理权的部门对海洋污染损害的索赔权。这也正是资源损害严重的原因之一，我们需要将政府部门实施自然资源损害索赔的领域从海洋环境领域扩大到其他环境资源领域。在环境资源损害赔偿的层次上，由于私法救济扮演了主要角色，政府部门除了成为索赔主体，其他能做的就是有益于损害赔偿实现的基础性支持工作，为环境资源的保护提供一个基础平台。具体包括鼓励环境保护书籍的出版发行，推广环境保护知识，提高公民的环境意识，支持环境保护相关的教育和培训工作；推动相关的环境科学研究和技术开发，特别是有利于防止、降低和减少环境影响的技术开发和应用；改进环境数据，将环境影响评价制度纳入公共事务执行，包括建立环境统计网络，从事环境数据的收集和分析工作，制定环境评估规则与方法，促进公共环境信息的透明度，使得资源损害赔偿变得更加确定和可行。

（二）恢复原状及保证金条款作为环境资源法的基本原则，“污染者付费，利用者补偿，开发者保护，破坏者恢复”是传统理论中环境资源保护最为核心的表述，它表明已经或者可能造成环境污染或资源损害的人应当承担赔偿、补偿、保护和恢复的全部费用，原则上至少应该包括三种费用：应急及清污费用、私人财产损害赔偿费用、公共自然资源损害赔偿费用。换句话说，这表明当时已经存在环境资源损害，而且可能继续发生损害。以民事法律中的环境污染责任为例，污染者就应该赔偿与污染有关的损害，不论这种损害是产生于个人、企业及其产品还是产生于被污染的环境本身。但实践中，环境资源损害是难以测量的。工业产品的生态影响是累积性逐步发生的，众多因素介入并最终导致环境资源损害，准确认定环境责任的范围十分困难，企业主会认为错误操作的工人和不当使用的消费者也应承担一定的责任。而对于特定行为是否造成损害的认定也同样十分困难，我们无法准确认识现有活动对未来环境的影响，如核废料处理、地下水使用、乡镇城市化、高铁磁悬浮建设等，而且，我们也不能准确认识现有资源能否满足后代的需要。所以，考虑到时间的滞后性、起因的复杂性、损害范围的不确定性，我们对环境资源损害应该赔偿到什么程度，根本无法进行准确的把握，难以实现所谓最终的公平。由此，在实践层面而言，除了依据现有法律的判断来直接赔偿损失，我们还可以采纳以恢复原状为目标的保证金制度，有力填补环境资源损害救济制度中的操作缝隙，将责任的承担能力预先予以保证。作为民事损害的救济方式，恢复原状具有明确的法律依据和渊源。2000年欧盟的关于环境民事责任白皮书就指出，当环境被严重污染或遭受重大损害时，必须确保被损害的环境资源得到恢复。拟议中的损害不仅包括了对人、财产和场所污染的损害，而且也包括对自然的损害，特别是对那些位于共同体内、从生物多样性保护观点看是非常重要的自然资源。但问题在于：什么是已经损失的而我们又应该用什么措施来恢复它？这是一个法律适用的事实问题。实际上，环境资源损害后的恢复原状普遍是不可能的、不可行的，我们只能确定在多大程度上恢复受损环境资源是具有可操作性的。由此，法律层面的恢复原状，仅适用于特定义务或法律规则未被遵守时应该是比较合适的，最典型的就是适用生态资源恢复保证金条款来进行把握。保证金主要用来确定当事人的法律义务，从而防止当事人无法或者拒绝履行先前的承诺而导致对环境资源产生重大影响所造成的损失。国外代表性立法是美国的《露天开采治理与复垦法案》（SMCRA），①该法要求所有的矿山开采者交纳保证金，用以保证原本是矿场的地点治理和重新开垦的费用。除非该地点恢复到开垦前的状态，否则这笔保证金将不退还。即如果矿场没有按照要求复植原生植被，那么这笔保证金就由规制机构没收，用于资助第三方进行复垦，保证金的具体形式可以有履约担保、不可撤销信用证、信托基金或现金等多种形式。英国、德国、加拿大、澳大利亚、马来群岛等国家和地区都建立了类似的矿区保证金制度，要求采矿企业在取得生产许可证之前就做出生态重建的金融安排。国内代表性范例是自治区2003年出台的《黄金矿山地质环境恢复保证金制度》，规定凡在自治区行政区域内开采黄金者必须承担因采矿而破坏的矿山地质环境的恢复与治理责任，预缴矿山环境恢复保证金。矿山环境恢复保证金用作采矿权人对矿山环境恢复承诺的抵押。该制度按照植被和土壤类型，将矿山环境恢复保证金标准划分为五个等级。一级植被的保证金达每平方公里1000万元，以下等级依次递减200万元，最低者为每平方公里200万元。采矿权申请人必须向指定的银行账户存入足够数额的矿山环境恢复保证金后，方能领取采矿许可证，并要与主管部门签订矿山环境恢复治理责任书。最值得注意的是，主管部门还被赋予了恢复资金不足部分的追缴权，极大防止了采矿权人的掠夺性开采行为。②随即，云南省在2006年出台《云南省矿产地质环境恢复治理保证金管理暂行办法》，河北省也了《河北省矿山生态环境恢复治理保证金管理暂行办法》，黑龙江省则在2007年出台了《黑龙江省矿山地质环境恢复保证金管理暂行办法》，至2009年初，我国已经有30个省份建立了矿山环境保证金制度。相比而言，尽管我国的《矿产资源法》对矿产资源开采的恢复机制也有明文规定，③但其规定仍过于简单，既未规定保证金制度，操作性也不强。

二、个体责任承担的补充性措施———赔偿基金与责任保险

（一）预防性原则及赔偿基金基于损害赔偿的局限性以及基本的预防性原则，赔偿基金机制应成为弥补环境资源损害赔偿不足的有力举措。所谓预防性原则，是指应当优先考虑和采取不产生环境破坏的措施。其根据在于有些环境破坏和资源损害是不可能修复的，况且，预防环境资源损害的费用一般要小于修复费用。我们应从末端控制转变到对资源利用的全过程管理，使得预防性原则成为污染者付费原则的必要补充。在国外，环境资源损害的赔偿基金制度已有不短的发展历程。以欧盟为例，1984年通过有关监督和控制有害废物越界运输的第84／631指令④尝试建立环境责任体系后，委员会就在1993年3月提出了有关建立环境损害责任一般制度的绿皮书⑤，主张建立无过错责任和联合赔偿基金制度，涉及后者的表述是：由所有可能涉及赔偿的经营者缴纳或者以捐助为基础，作为补充手段或者紧急救济工具，适用于不能查明责任人、责任人没有能力履行赔偿责任、因果关系不能充分证实等情况。如荷兰就建立了空气污染基金，对于因为突发性事故或不能从污染者得到赔偿的环境损害可以从空气污染基金处得到补偿。［5］2009年联合国环境规划署制定的《关于有害环境活动所造成损害之责任、应对行动和赔偿的国内法的编制准则》第10条就明确规定：国内法应该通过特别资助或集体赔偿框架来填补赔偿差额。［6］除此外，类似的立法还包括美国的《超级基金法》［3］，其全称是《综合环境反应、赔偿和责任法》，该法规定了超级基金与有关补救责任，其体现的核心就是反应、赔偿与责任，“反应”就是指针对自然资源的损伤、破坏和灭失而采取的消除、清除、救济和救助行动，而随之的“赔偿”部分则成立了被称之为反应基金或超级基金（Superfund）的“有害物质反应信托基金（HazardousSubstancesResponseTrustFund）”，该基金主要就用于自然资源损伤、破坏和灭失所造成的损害赔偿，其初始基金为16亿美元，主要来源于两个渠道：一是来自对生产石油产品和某些无机化学制品的行业征收的专门税，共有13．8亿元，二是来自联邦财政拨款，共有2．2亿美元。针对受害者个体，该基金的规则是：受害者必须首先向责任者追偿，如果不行，他可以向基金提出，基金获取对责任者的追索权，如责任者不明则由基金承担该费用。在责任部分，该法还允许政府向“潜在的责任人”获取恢复环境的费用，这是对传统民事责任侵权法的延伸，适用于自然资源和环境的损害，“潜在责任人”的典型代表是企业承继者和银行为主的贷方，甚至还可以包括参与有害物质处理或有关管理决策的公司高管。该制度遭受着很多质疑，但作为工业化初级阶段的规则，它对我国将资源损害成本有效内部化的制度设计非常有借鉴意义。总体上说，赔偿基金是由向潜在的义务主体直接或间接征收的经费组成，基金从本质上讲是潜在义务主体的责任共同体。如果致损方无力承担赔偿责任，应由作为责任共同体的基金承担。这尽管符合受损者受偿的社会公正要求，但由作为责任共同体的基金对个别单位或个人的特定受偿负责，毕竟损害了其他潜在义务主体的权利———他们最终分担了别人应该承担的责任，日本立法的最终措辞称之为“补偿”而非“赔偿”应该也是考虑了这个逻辑。由此，赔偿基金适用的条件有着严格的限定：根据该基金具有的高度辅和补充性，只能将该基金的使用限于填补漏洞，即赔偿义务主体既没有缴纳保证金，也没有参加保险而又无力承担责任的情形。

（二）个体风险的市场分担及责任保险在资源开发利用过程中，近些年的环境事件所带来的后果均呈现受害地域广、受害人数多、赔偿数额大、治理费用高昂的特点。这对于企业本身及被动承担最终责任的政府而言，都是难以回避的经济压力。显然，一般的民事损害赔偿机制根本难以支撑这种环境资源的保护、救济和修复体系。而考虑到环境资源损害属于社会性权益侵害范畴，而环境资源的修复又具有社会性和公益性，这种损害赔偿已不再是致害人与受害人之间的问题，而成为社会性问题。这意味着，除了最终的政府救济，我们还可以通过市场机制分担损害风险，建立社会化的损害赔偿和资源修复制度来救济受害人和修复环境资源。损害赔偿和资源修复的社会化，是把环境资源发生的损害视为社会性的损害，由社会分担公害损失，使受害人得到救济，环境资源得到修复，注重实现补偿和修复功能而把处罚和制裁作用减至最低。在各国建立的社会化保障制度中，环境责任保险是最为典型的制度，利用社会保险制度的保险功能转移和分散风险，实现救济受害者和修复环境资源的目标。1．保险模式的选择。作为风险社会化的重要手段之一，环境污染责任保险是目前最常见的形式，它通过投保人向保险人缴纳保险费的形式，将突发、意外的恶性污染风险或累积性环境责任风险转嫁给保险公司，它是以被保险人因污染环境而应承担的损害赔偿和治理责任为标的的责任保险。相对于传统的环境民事侵权责任赔偿机制而言，环境污染责任保险借助保险分摊风险这一特点，使得环境资源损害的责任社会化，具有很强的社会公益性。为此，多数国家都通过立法提供有力的制度保障，如法国就在其综合性的《环境法》中明确规定环境责任保险制度，芬兰环境损害赔偿的法律依据则是《环境损害赔偿法》和《环境损害保险法》。由于各国处于不同的经济发展阶段，面临的环境问题也有不同特点，环境污染责任保险的投保模式基本可以强制模式和自愿模式进行区分。采取强制责任保险模式的典型国家是美国和芬兰。就美国而言，从上世纪70年代开始就开展了环境责任保险，其《资源保全与恢复法》授权国家环保局局长可以在其依法的行政命令中，要求业主就日后对第三人的损害赔偿责任、关闭估算费用以及关闭后30年内所可能引发的检测和维护费用进行投保；其《清洁水法》规定，所有进入美国的船只必须投保责任险，以保障可能因污染海洋所导致的责任承担；而且，美国在1988年还成立专门的环境保护保险公司，承保被保险人渐发、突发、意外的污染事故及第三者责任，政府出资的股权结构使得受害人能够从保险公司获得充分的赔偿。［4］在芬兰，《环境损害保险法》明确提出要对因责任人没有支付能力或者不能查明而不能得到赔偿的环境受害人，提供全面的补偿，不仅针对因环境污染遭受的人身伤害、财产损害和经济损失，而且包括因采取预防和限制措施、清除污染和恢复环境的措施而产生的合理费用。环境损害保险金由保险公司专门设立的环境保险中心支付，凡其经营活动可能造成有害环境影响的人，都必须投保；凡申请环境许可的企业或者个人，都必须先行办理环境损害保险手续。［5］法国和英国皆是自愿险为主、强制险为辅的模式［6］。法国规定，除油污损害赔偿须采用责任保险制度，其他一般情况下由企业自主决定是否投保环境污染责任险，保险公司自愿承保，英国要求的环境强制责任保险主要有油污损害责任保险、核反应堆事故责任保险以及声震保险等，后者承保因声震等噪声污染而造成的损害赔偿责任，所有的责任保险都由现有的财产保险公司自愿承保。与强制性保险的明确性相比，自愿险为主的模式中责任保险的订立与否，显然要取决于保险公司和企业各自订立保险合同的意愿和积极性。2．我国的现实情况及问题。2007年12月，我国国家环保总局和保监会联合下发了《关于环境污染责任保险工作的指导意见》，并在湖南、江苏、湖北、宁波、沈阳、上海、重庆、深圳、昆明等九个省市开展了试点工作，至目前为止，该项保险业务进展迅速①；保险覆盖面不断扩大，保险产品也在不断丰富②；相关条例意见相继出台③。但是我们也要看到国内的环境污染责任保险实际上依然推动缓慢，问题突出：企业参保率低，业务量小，保险公司主观能动性不强，目前的产品大多保费过高、保险责任范围过窄、除外责任过多、理赔责任难以确定。以中国大地财产保险的环境污染责任保险条款为例，保险责任包括人身伤亡和财产损坏赔偿责任以及场所外清理费用赔偿责任，但其第6条的责任免除却详细列举了二十七种免责情形。目前国内报道投保额最大的环境污染责任保险项目，其投保主体是苏州66家高危风险型企业，但投保额却仅1．36亿元。《防治船舶污染海洋环境管理条例》在其第53条明确规定，在中华人民共和国管辖海域内航行的船舶，其所有人应当按照国务院交通运输主管部门的规定，投保船舶油污损害民事责任保险或者取得相应的财务担保。而与此相对应，我国《海洋环境保护法》规定，对造成海洋环境污染事故的单位，罚款数额按照直接损失的30％计算，但最高不得超过30万元。这个罚款金额几乎可以被利润惊人的石油公司忽略不计，其投保的积极性可想而知。与此形成反差的是美国的ExxonValdez案，该案的清污费为21亿美金，自然资源损害赔偿大约为10亿美金，而惩罚性赔偿额高达50亿［7］。而且，我国目前总体缺少污染赔偿和损害评估方面的法律法规，诉讼机制也不明确，难以及时合理的确定环境资源损害责任，再加上企业主体环保意识和投保意识淡薄，保险公司面对高风险也望而却步，最为现实和可行的还是应由政府推动环境责任保险制度的发展，确立适合我国的投保模式，包括设立共同承保机构、明确再保险机制，在条件成熟后，推动责任保险法律的制定，确立保险费率等基本标准，并修订《海洋环境保护法》等相关法律。

三、公共产品损害的政府干预———行政修复措施

（一）基本原理在分析环境资源损害修复的基本行政措施之前，我们不能回避对其必要性和可行性的讨论。西方经济学家最典型的论证理论就是“外部性”理论，这个理论源自新古典经济学家马歇尔首次提出的“外部经济”。此后，福利经济学创始人庇古提出，新古典经济学认为完全依靠市场机制可以形成资源的最优配置从而实现帕累托最优是不可能的，现实中的私人边际成本和私人边际收益并非任何时候都等于社会边际成本和社会边际收益，因此要依靠政府征税或补贴来解决经济活动中广泛存在的外部性问题。“庇古式税收”成为用于消除经济活动中外部性、政府干预经济的有力措施。以庇古为代表的经济学家认为，通过国家干预，采取税收和津贴等方法解决外部性问题是比较好的途径，征税可以使负外部性的制造者承担外部成本，津贴则能对正外部进行鼓励。这种政府干预的理论同样也能用来解释对环境资源损害采取行政性修复的理由，因为环境资源问题正是外部不经济的典型表现，如矿产资源的开采就不可避免会造成不同程度的生态破坏和环境污染，这些外部不经济的克服，都需要将资源成本和环境成本纳入资源开发的成本核算。［8］换言之，应将资源开发活动的外部成本内部化，从而将环境恢复和污染治理费用以及资源损耗价值纳入核算，进一步突出对资源耗竭和环境损害的补偿。实践的发展也印证了这个路径。1972年世界经济合作与发展组织（OECD）环境委员会首次提出了“污染者负担原则”，环境税作为该原则的一个重要内容正式出现。1992年，联合国制定了《里约环境与发展宣言》和《二十一世纪议程》，体现出利用经济手段来调整经济社会发展与生态保护关系的思想，即在环境保护政策上，市场、政府财政及经济政策应发挥互补性作用，表现为环境费用应该体现在生产者和消费者的决策上，价格应反映出资源的稀缺性和全部价值，并有助于防止环境恶化。在1992年后，经合组织国家进一步认识到环境税费等经济手段保护环境资源的重要作用，加快了健全环境保护税费的步伐，还系统地研究了环境税的设计与实施、环境税的国际意义与分配效应、补偿措施和收入使用等政策问题，为环境税的推广和实施提供了系统的指导性框架。①我国宪法规定，矿藏、水流、森林、山岭、草地、滩涂等自然资源都归国家所有，因此，我国政府也完全可以对资源公共物品强制性地收费或者税收，既明确了国家对环境资源产权的权益，通过提供环境资源的使用权获取一定的收益和补偿，又能通过财政投资、补贴等手段将收益用于环境资源保护产业。