生态环境的特征范文
时间：2023-12-14 17:50:51
导语：如何才能写好一篇生态环境的特征，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。
篇1
【关键词】动律特征；文化生态环境
中图分类号：J705 文献标志码：A 文章编号：1007-0125（2016）02-0126-02
我国幅员辽阔地域特征呈现出多样化的形态，作为民俗文化中重要组成部分的民俗舞蹈，如其他民俗文化一样，与某一地域文化生态环境有着密不可分的关系。汉民族是中华民族大家庭的主体民族，其民俗舞蹈种类繁多形态丰富多样，从北至南包括东北秧歌、冀东地秧歌、井陉拉花、鼓子秧歌、胶州秧歌、陕北秧歌、安徽花鼓灯、豫南地灯、江苏花鼓、湖南地花鼓、云南花灯等等，历来有“北歌南灯”之说。我国地势西高东低，成三级阶梯状分布，汉族民俗舞主要分布于第三阶梯海拔500米以下的平原、丘陵地带。李雪梅先生将中国民族民间舞蹈划分为“秧歌舞蹈、花鼓舞蹈、藏族舞蹈、西域舞蹈、蒙古族舞蹈、铜鼓舞蹈”六个舞蹈文化区。参照李雪梅先生的划分，可知汉族民俗舞分属五种文化类型的农耕文化型，六个文化区之秧歌、花鼓文化区。若以秦岭淮河一线将其南北分开，则北方代表性汉族民俗舞包括东北秧歌、鼓子秧歌、胶州秧歌、陕北秧歌，南方代表性汉族民俗舞包括湖南地花鼓、云南花灯等，而恰巧处在南北分界线的汉族民俗舞则是安徽花鼓灯。
不同地域汉族民俗舞蹈之所以呈现出不同的风格韵律特点，与其所处的文化生态环境有着密不可分的关系，笔者今拟以“北歌”中的东北秧歌、“南灯”中的云南花灯，以及处于南北分界线的安徽花鼓灯为研究对象，以舞蹈形态学的人体动律分析为基础对比三者在动律特征上的差异性，结合历史学、人类学等相关学科，阐述不同文化生态环境中历史、习俗、信仰、性格对汉族民俗舞动律特征的影响。
一、不同地域代表性汉族民俗舞的动律特征
（一）东北秧歌的动律特征
东北秧歌是流传于东北地区的汉族民俗舞，深深印上了黑土地所滋养出的泼辣火热、质朴浓烈的特征，是汉族民俗舞中最具北方特色的秧歌。东北秧歌广泛流传的形式有：高跷秧歌、二人转、地秧歌这三种，都体现稳中带浪、艮俏相容的特征。总的来说东北秧歌的舞蹈动律特点在于一个“扭”字，所以东北秧歌也俗称“扭秧歌”。“扭”即扭腰，“扭”的核心在于腰，以腰为轴，“腰”作为动作的出发点和发力点，使舞者呈现在扭动中的曲线美。民间讲究“扭得活”、“扭的浪”、“扭的美”，首先就要“抓住腰部扭动的变化与全身之间的协调配合，使腰随着音乐和鼓点的节奏扭动自如，做到力度、幅度和谐统一。”[1]艺决强调“要安心浪，别连根晃”，说的就是舞蹈动态要有规则的“扭”而不是无规律的“晃”，即每一次律动突出腰的中心作用，运用腰部调节和控制身体，使上身挺拔灵活既不松垮乱晃又能自如扭摆，同时避免出胯而形成臀部扭摆。以腰部的扭动为动律核心，可将东北秧歌的动律发散为扭动中的“走”、扭动中的“跑”和扭动中的“跳”并配合数十种“绢花”及绢花技巧的手臂和手部动作。腰部的扭摆动律同时可向上延伸至肋骨，例如顿步的上身就是腰肋的上下扭动。此外东北秧歌在动律上对称，例如从腰部发力向上延伸摆动右臂时，则必出左脚；摆动左臂时则必出右脚，绝不出现顺拐。
（二）安徽花鼓灯的动律特征
安徽花鼓灯的舞蹈动律特征是“梗”，在“梗”的动律基础上形成舞步，并由此导致轻、溜、脆、稳的舞蹈风格。安徽花鼓灯“梗”的动律特征使舞者以腰为中心轴上半身与下半身相互形成力的相反作用，上身动作出现肩部有规律的左右交替，上下的中度摇晃以及腰以上部位略带画圆的前后摆动，下肢步伐随左右替移动重心，着力点在前半脚掌，如风柳步、车水步、拔泥步、上山步等动作。总体来说花鼓灯舞蹈的基本动律可以概括为“身体右后侧、走动腰晃扭，脚下衬住劲，传神靠眼瞅，急如风、停要陡，柔里刚、刚里柔。”
（三）云南花灯的动律特征
云南花灯的舞蹈动律特征的核心是“崴”，素有“无崴不成灯”的说法。崴是指舞者无论作什么动作，身体都要保持着s型的左右摆动――将胯的动律延伸，使上身与腰胯形成规律的反方向的左右横摆。
“‘崴步’的特征是行走时屈膝出胯，脚型不绷不勾，自然抬起悠出；手随脚自然摆动如微风拂柳。”[2]云南花灯崴步分为“小崴”、“正崴”、“反崴”和“揉踩步”、“吸跳颠步等等。小崴欢快流畅、正崴优雅清丽、反崴沉稳大方。小崴是花灯崴步的基础，腰胯的扭动要与膝关节的屈伸配合起来，与其他崴步相比，小崴的胯部扭动要大一些。云南花灯中伴随“崴”的动律有许多一顺边的步伐和动作，例如“正崴”、“揉踩步”等都是顺手顺脚，胯的摆动与下肢步伐、上肢舞动同时同方位。
（四）三者动律特征的不同点
通过对上述东北秧歌、安徽花鼓灯、云南花灯动律特征的归纳分析，可以窥见汉族民俗舞在动律上存在着一些南北差异。“北歌”的代表东北秧歌重“扭”而“南灯”的代表云南花灯重“崴”；“扭”的动力根源在腰背重心稍高，而“崴”的动力根源在腹胯中心偏低；而位于南北分界线淮河流域的安徽花鼓灯动律上居于高重心的扭和低重心的崴之间而形成“梗”的动律特征。此外，东北秧歌动律极讲究对称、协调，无一顺边的动律特点；而云南花灯动律则衍伸出许多一顺边的动作、步伐。
二、文化生态环境对汉族民俗舞动律特征的影响
（一）文化生态环境对东北秧歌动律特征的影响
东北地区历史文化悠久，曾于公元692-926年间由H族建立渤海国，文献记载渤海国最主要的民俗活动号曰“踏锤”，于岁末、岁初举行，其间男女老少欢聚一处、列队行进、载歌载舞[3]。“这种较为原始的集体舞蹈，后来为女真族和满族所继承，是近代东北大秧歌的雏形”[4]，“从宁古塔《秧歌》之风韵及其民族文化渊源看，抑或与渤海H之‘踏锤’有关”[5]。法国著名的哲学家、思想家Maurice Merleau- Ponty曾说过：“世界的问题，可以从身体的问题开始。”“人体是保存、延续、展现民族文化的主要载体，任何一个舞蹈形体运动都彰显着民族特异性，浸润着民族意识。因为在其舞蹈形态中，其形体运动的部位与方式、高频显要动作、动作力度、节奏、呼吸、步伐、技巧等方面都会具有特异性的痕迹。”[6]民俗舞蹈种类繁多、形式多样，但其动律内核必然与其所处的文化生态环境息息相关，孕育、生长、发展于东北这片黑土地的东北秧歌，其动律内核必然保存、继承、延续其先祖的舞蹈形态的特异性，即其以腰部为主的运动部位和腰部上下、左右、前后或划八字圆的扭动方式。此外，东北地区人民拥有勇敢、热情、爽朗、火辣、幽默、豁达的性格特征，以腰部为轴心的扭动，动律幅度随情绪的变化夸张加大，正是东北人性格淋漓尽致的展现。
（二）文化生态环境对安徽花鼓灯动律特征的影响
早期历史上安徽花鼓灯中的“兰花”由男性扮演，但脚下必须穿上“寸子”展现封建社会女子“三寸金莲”的步态，“寸子”只有三寸长，因而男子只能脚趾和前脚掌穿上，脚后跟完全悬空离地，这必然将身体的重心压在前脚掌，对影响花鼓灯脚下着力点在前半脚掌“梗”的动律形成产生直接的影响。此外，安徽花鼓灯播布区作为南北文化的交融荟萃地带，这一地域的风俗、信仰、礼仪是对鲁、吴、楚、越等诸国文化因子的兼容并包。人民性格既有北方的刚劲朴实，又有南方的含蓄温婉。舞蹈动律上即受到北方舞蹈高重心，腰为轴的影响，刚劲、古朴、热情、豪迈；又有南方舞蹈低重心、摆胯、屈膝的影响，灵巧、秀丽。因此我们常说安徽花鼓灯是“兼容南北文化之优长，具有吴歌楚舞的风韵”。“安徽花鼓灯‘梗’的动律特征使舞者以腰为中心轴上半身与下半身相互形成力的相反作用，上身动作出现肩部有规律的左右交替，上下的中度摇晃以及腰以上部位略带画圆的前后摆动，下肢步伐随左右替移动重心”从而形成了一种内向外的拉力和由外向内的拉力之间的对峙和胶着状态。可以说正是在这种南北文化交织、碰撞的地带所形成的特殊文化生态环境，造就了这种对峙、胶着的力量形成了安徽花鼓灯“梗”的动律特征。
（三）文化生态环境对云南花灯动律特征的影响
云南地区气候温和，四季如春，当地居民的性格也是内秀、含蓄、温和、知足常乐，因而形成小巧、柔美、清新的“崴”的动律特征，区别于热情火爆的东北秧歌的“扭”和活泼俏皮的安徽花鼓灯的“梗”。此外，云南地区少数民族众多，少数民族舞蹈与汉族民俗舞蹈互相吸收和发展，云南花灯的动律特征也受到傣族、彝族、苗族舞蹈低重心、摆胯等动律特征的影响。
六、结语
根据上述分析可以看出，不论是东北秧歌的“扭”、安徽花鼓灯的“梗”、还是云南花灯的“崴”，其动律特征的形成和发展都与各自不同的文化生态环境有着密不可分的关系。当然不同地域汉族民俗舞的动律特征不仅仅受到文化生态环境的影响，同时也受到当地自然地理环境的影响，包括地形、气候、水土、以及与之相适应的劳动生产方式等等方面，在后续的研究中再加以阐述。
参考文献：
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篇2
【Abstract】This paper takes Deyang city of Sichuan province as the study area， Landsat satellite image as data source， select the land cover， vegetation coverage and elevation of three evaluation indexes， the principal components using a combination of qualitative and quantitative analysis methods to evaluate the ecological environment quality in Deyang city in 2015， the ecological environmental quality of Deyang city was divided into excellent， good， medium， poor in four grades. The results show that the ecological environment quality of woodland and grassland， arable land， human engineering activities and geological disaster area ecological environment quality is poor， the results are consistent with actual situation， indicating factors and model selection objective and reasonable.
【关键词】3S；生态环境质量评价；德阳市
【Keywords】3S； ecological environment quality evaluation； Dengyang city
【中图分类号】X826 【文献标志码】A 【文章编号】1673-1069（2017）03-0146-03
1 概述
我国的环境评价始于20世纪70年代，最初Τ鞘谢肪澄廴鞠肿醋龅鞑椴⒔行评价，80年代开始对工程建设项目的影响做评价。80年代末以来，主要对城市环境质量做综合评价，并开始对县级区域的生态环境质量做综合评价。随着RS和GIS技术的迅速发展和广泛应用，对空间数据进行获取、处理、分析技术方法的不断改进，使得RS和GIS在调查、监测、评价等方面受到了广泛的关注。使得生态环境质量评价由单一因子的调查与监测，逐步发展到多种数据综合评价，且用数值分析方法描述生态环境状况[1-3]。
目前国内外已经有许多关于生态环境脆弱性方法的研究，例如人工神经网络方法[4]、模糊判定分析方法[5]、综合评价方法[6]、景观生态学方法[7]、ES方法[8]、层次分析方法[9]、P-S-R模型方法[10]、ESA方法[11]、灰色评判法[12]等，但是目前并未形成一种大家一致认可的评价方法，而且上述方法基本均局限于定性的、定量的、静态评价方法，并且专家的意见占较大比重，研究结果的客观性不够好且实际应用价值不够高[13]。主成分分析的方法是一种定性与定量相结合的生态环境脆弱性动态评价的方法，在此之前，也有人应用主成分分析的方法进行了生态环境脆弱性的评价，并取得了大量的成果[14-16]。
德阳市位于四川省中部是川西高原和四川盆地的过渡地带。近年来随着德阳市工业化、城镇化进程的加快，围绕资源环境的竞争更加激烈，使其生态环境发生了巨大的变化。因此，为推进德阳市生态文明建设，积极探索绿色发展、循环发展之路，对德阳市的生态环境质量做出有效的评价，具有重要的意义。
2 生态环境评价
2.1 研究区概况
德阳市位于四川盆地东北部，东经103°45′-105°15′，北纬30°31′-31°42′之间。西邻阿坝，东接遂宁，南靠成都，北临绵阳。全市面积5818km2，现辖绵竹市、什邡市、广汉市、旌阳区、罗江县和中江县。德阳市境狭长，南北长约162km，东西宽约65km，整体地势西北高东南低。1983年8月经国务院批准成为省辖地级市，是四川省重点建设的九大城市之一，也是成都周边旅游圈的重要组成部分。
2.2 生态环境评价指标
2.2.1 指标选取原则
建立科学、完善、可行的生态环境质量评价指标体系是进行危险性评价的关键，合理有效的指标选择是生态环境质量评价的必要过程。
生态环境质量评价指标体系的构建应遵循以下原则。①科学性，生态环境质量评价指标体系的构建要遵循科学规律，所选取的评价指标应能客观真实地反映生态环境的特征、揭示生态环境的内在特征和外部触发原因。同时要考虑指标数据获取的难易程度、数据精度如何、是否可定量化。②全面性，生态环境质量是在环境因素和人为因素的多重作用下的状态，评价指标体系的建立应该综合考虑。同时评价指标体系必须要全面分析生态环境要素及其相互关系。③动态性，不同的地区地质环境和生态环境有一定的差异，对不同地区的生态环境质量评价，在选取评价指标时，需结合研究区的情况作调整。
2.2.2 指标选取
针对德阳市的环境状况，在参考了已有研究并多次听取专家意见基础上。本文选取土地覆盖、植被覆盖度和海拔高程三个评价因子。①土地覆盖：结合相关资料，确定研究区的土地覆盖类型：耕地、有林地、居民地、草地和水域；②植被覆盖度：根据归一化植被指数（NDVI）提取德阳市植被覆盖度；③海拔高程（DEM）。德阳市低海拔处高程310m，高海拔处高程4950m，海拔高度差异较大。
2.2.3 数据源
遥感影像数据：本文采用2015年Landsat影像，空间分辨率为30m，影像来自地理空间数据云，成像质量良好。德阳市区域跨轨道号129/038和129/039两幅影像，采用WGS-84坐标系，UTM投影，影像均已完成了辐射校正和几何纠正。
数字高程模型数据：采用空间分辨率为30m的DEM数据，数据源于地理空间数据云。
2.3 生态环境评价模型
根据前人的研究，为保证评价结果的实际应用价值，本文选取了一种定性与定量相结合的生态环境质量评价方法，即空间主成分分析的方法。空间主成分分析的步骤如下：①原始数据标准化；②建立每个变量的协方差矩阵R；③计算矩阵R的特征值以及每个特征值的特征向量；④通过对特征向量的线性组合进行分类提取主成分；⑤根据主成分分析结果，利用数学模型计算式（1）研究区生态环境质量；⑥利用自然断点法，将计算结果分为4个等级，分别为优、良、中、差。
式中，Fi是第i个主成分，Wi是它的相应的贡献。结合每个主成分及其对应权值，进行代数计算得到综合评价指标，来表示区域生态环境脆弱情况。EVI的值越大，表示其生态环境越脆弱。
2.4 评价结果
根据德阳市生态环境质量评价结果，得出以下结论：德阳市生态环境质量为良的区域占35.32%，质量为中等的区域占31.39%，质量为优等的区域占20.02%，质量为差等的区域占13.27%。与德阳市2015年土地利用类型相比，得到林地和草地的生态环境质量较好，耕地次之，人类工程用地和汶川地震后造成的地质灾害区域生态环境质量最差。生态环境质量优和差等主要分布在德阳市的西北部，该区域植被覆盖度较高，森林系统的生物多样性、抵抗力稳定性等因素使得该区域的生态环境质量整体上好于其他地区。草地的生态环境质量多为中等，草地生态系统由于物种单一，抵抗力稳定性较差，但恢复力稳定性很强。耕地受人类影响较大，但作为一个生态系统，有一定的自我修复能力。除地质灾害区域外，德阳市生态环境质量为差等的区域还广泛分布于人类工程活动集中的地区，该地区由于工程活动造成了地下水下沉、破坏了该区域的生物多样性、降低了该区的恢复力，使得该区域生态环境质量恶化。
3 讨论
正确认识生态环境现状是维护生态环境的重要条件，通过对特定地区生态环境质量进行评价，可以了解生态环境质量的整体情况，追寻生态环境质量退化的原因，是提高生态环境质量的方法与途径。德阳市自1999年10月实施退耕还林工程，截至目前，研究区完成退耕还林17.75万亩（1亩≈666.67m2），其中生态林16.3万亩，经济林1.45万亩。退耕还林工程建设成就显著，取得了生态、经济和社会建设的综合效益。
为进一步提升德阳市生态环境|量，可采取以下措施：
①对研究区西部山区生态环境质量较差的地区治理的可行方法主要是在一些地势比较平缓或不适合农作物生长的区域建立多功能混合生态林、农业经济林以及规范化牧场等混合生态系统；②加强环境质量监管力度，引进新技术，鼓励引导企业转型升级，改善全市环境质量；③提升全民环保意识，积极保护生态环境。
【参考文献】
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篇3
云南省辖16个州市，其中8个民族自治州，共129个县市，总面积39.41万km2，约占全国4.11%，其中山地面积占总面积的84%以上。2014年总人口4687万人，约占全国3.45%，国内生产总值11720.91亿元。云南地处中国第二大林区，是维护中国整体生态环境稳定的重要地区，该地区森林多分布于江河水系的发源地和上中游流域，其森林的数量、质量及分布与流域局部地区乃至整个流域生态环境关系十分密切；同时，这些森林集中分布区还是云南主要野生动植物资源的最后栖息地。而作为西南山区的典型代表，伴随山区经济的发展，生态环境的支撑能力发生着显著变化，生态环境基础恶化趋势的调控难度加剧，未来前景不容乐观。生态环境保护是功在当代、利在千秋的事业，作为地处中国西南部大江大河源地的云南省更应把生态环境放在更加突出位置。因此，云南省生态环境维护功能、社会价值远远大于本身的经济价值，环境保护与开发必须从整个流域甚至全国的生态环境安全和社会经济可持续发展通盘考虑。
2数据来源及方法构建
2.1数据来源
数据来源于《云南省2013年环境状况公报》、《云南省自然保护区名录2013》、《云南减灾年鉴2013》、《中国环境统计年鉴2013》等。
2.2方法构建
生态环境是指以人类为主体，其他生命物体和非生命物质被视为环境要素（如地形、气候、土壤、植被等）所组成的综合体。生态环境传统单要素评价方法更侧重分析单一要素的时空分布特征，而在现今多元化的社会发展下，生态环境的研究具有较强的综合性和整体性特征，生态环境基础要素间的相互作用及其影响愈加明显，结合科学发展观的客观要求，研究力图克服传统传统单要素的局限，创新性的构建多要素综合评价方法，注重强调生态环境基础内部的系统平衡与外部的协调可能。
3评价结果
3.1环境容量中等
以云南各州市河流断面中COD、NH3-N两者入河剩余量的最小值为依据的研究结果表明：云南省生态环境容量中等，12个地州市处于中等到较大的等级，运用Arcview数据自然分级的研究结果显示云南水环境容量可分为5级。
3.2生态环境较脆弱
脆弱度越大生态环境越脆弱系统稳定性越差；脆弱度越小生态环境越脆弱程度越低，构建云南省生态环境脆弱性指标体系（表2）。研究结果表明：云南省生态较脆弱，并分为4个等级，其中12个地州市处于中等脆弱及以上。
3.3生态环境较重要
生态重要性是省级划分禁止开发区的依据，云南省不同级别的自然保护区共157个，总面积28253km2，占全省国土总面积的7.4%；其中国家级20个，省级38个，省级以上自然保护区面积21260.21km2，生态环境较重要。GIS的SpatialAnalyst模块生成各栅格的区域生态环境重要性评价图，结果表明：云南省16个地州市的生态环境重要程度分为4个等级，其中12个地州处于中等以上重要性。重要性较低区面积约10.3万km2，约占总面积26.5%。重要性中等区面积约11.4万km2，约占29.2%。重要性较高区面积约9.3万km2，约占23.84%。重要性最高区面积约7.54万km2，约占19.3%。
3.4自然灾害频发
结合云南省自然灾害基础数据，构建自然灾害要素危险性评价体系，如表5所示。运用格雷厄姆法自然灾害评价结果表明：云南省属于自然灾害频发区，16个地州市灾害危害程度可分为3个等级：（1）灾害极危险区：东川，面积1858.79km2，约占总面积0.48%。东川地处小江断裂带上，地震活动相对频繁，地表地质破碎度高，属少雨地带，长年采矿导致东川的生态严重退化，恢复成本极高。（2）灾害危险区：耿马、弥渡、姚安和鲁甸，面积8730km2，约占2.24%。耿马和弥渡发生地震灾害和滑坡泥石流；姚安和鲁甸近年地震灾害较明显。（3）灾害一般危险区：玉溪、楚雄、昭通、红河、普洱、保山、临沧和德宏、大理、丽江和迪庆部分地区，面积142397km2，约占36.51%。昭通存在地震和泥石流；红河滑坡泥石流较多见；滇西地区存在地震灾害。
3.5生态环境空间分异明显
从表6云南省各地州生态环境质量综合得分可知，综合值测算法结果将云南省生态环境分为综合平衡区、效率主导区和环境主导区。综合平衡区：保山、西双版纳、曲靖、怒江、普洱和临沧。这些地区自然地理环境良好，生态效益与环境质量水平相对平衡。怒江、普洱和临沧水环境容量大于6500t/a，水资源丰富，水环境容量较大；保山和西双版纳生物多样性较丰富度较高，地表植被稳定程度较高，生态极重要区域比例分别为21.04%、13.62%，属于生态重要性最高区域；曲靖生态轻度脆弱，生态环境抵抗能力较好。效率主导区：分布在滇中城市群昆明、玉溪和楚雄，该类型区经济最发达，资源利用效率高，技术水平相对较高，人文环境较好，生态效益高于环境质量水平，经济发展对生态环境造成压力。昆明、玉溪和楚雄生态均轻度脆弱，抵抗外界干扰能力强，较快发展的城市化和工业化导致环境质量落后，楚雄(3071.41t/a)和玉溪(2098.38t/a)水环境容量较小，昆明滇池流域水环境容量亮红灯，保持生态效益的同时积极改善环境质量，是昆明、玉溪和楚雄生态文明建设的重点。环境主导区：具有良好的自然环境质量，可持续发展以环境质量为主，自然资源利用率不高，生态效益较低，主要包括文山、德宏、丽江、迪庆、红河、大理和昭通。这些地区的万元GDP能耗不高，第二产业比重较低，第一、三产业比重大，人均GDP较低，生态资源利用率不足；这些地区生物多样性保护区较多，生态环境较重要，其水环境容量均大于3500t/a，而生态属中度以上脆弱，植被恢复难度大（图6）。从生态环境整体视角看，云南省的生态环境基础相对良好，但因山区地理环境的复杂多样性，部分区域生态环境面临着挑战；从空间上看，以环境容量、生态环境脆弱性、生态环境重要性及自然灾害危害性4个指标评价，存在着明显的空间差异性，滇西北、西南地区相对较好，滇东北、滇中地区相对薄弱。
4云南省生态文明建设对策
4.1深度挖潜，提高环境主导区生态效益
环境主导区通过认真实施新一轮生态文明建设规划刚要，建设完善植被覆盖度动态监测网络，严格落实林地保有量，持续推进育林育草工作，科学开发地上地下空间等手段，深度挖潜土地利用潜力，提高地表植被覆盖度。同时，文山、德宏、丽江、迪庆、红河、大理和昭通通过提升技术和管理水平，增加生态资源利用率，逐步提高生态效益水平。
4.2生态设计，提升综合平衡区环境质量
综合平衡区从生态环境保护角度出发，设计经济社会可持续发展目标。曲靖积极发展轻工业和服务业，预防高耗能行业快速发展带来的隐患；保山、西双版纳、怒江、普洱和临沧认真落实环境保护目标责任制和责任追究制，积极开展排污权有偿使用与交易试点。强调综合平衡区开发与保护并行，提升环境质量和容量。
4.3改变路径，加强效率主导区改革转型
效率主导区经济发展的资源环境依赖路径明显，生态环境承载能力阻碍了经济社会发展速度，昆明、玉溪和楚雄通过“强改革”方式推动经济社会发展方式的转变，突破生态环境对经济社会发展的限制，改变传统的资源依赖型发展模式，转变生产方式来推动经济转型，实现“强投资”经济社会发展和生态环境向“强改革”转变。
4.4法制建设，加快依法治省依法治生态
综合平衡区、效率主导区和环境主导区都要深入贯彻十八届四中全会精神，全力推进各区依法治生态，坚持环境为先发展，加强生态环境法制宣传力度，为保护生态环境创造良好的社会氛围；发挥基层环保部门的监察功能，为生态环境的可持续利用提供保障。
5结论与讨论
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关键词：生态建筑 技术社会化 原则 探讨
在上个世纪，人类社会经历了一场建筑产业前所未有的快速发展时期，建筑产业的破坏作用日益凸现出来。七十年代以来，由于建筑所引起的生态环境失衡、环境被破坏、污染等现象日益严重，生态危机几乎发展到了一触即发的地步，并已经在一定程度上严重影响着人们的生产生活。生态建筑技术以及社会化发展越来越受到人们的高度关注。当前，绿色建筑、生态建筑等可持续发展的思想观念已经逐渐受到越来越多的人们重视，并掀起了一股生态建筑的浪潮，从而进一步影响到了与人们日常生产生活息息相关的建筑技术体系。从本质上来看，生态建筑并不是什么新发明或者新产物，而是作为一种科学技术，是与生态环境协调发展的不断深化。其同现代一般建筑不同，生态建筑更加关注环境与资源的协调健康发展。所以，生态建筑的技术社会化必须遵循一些基本原则。本文认真分析了生态建筑技术在社会化方面存在的问题及原因，并对生态建筑技术社会化必须遵循的原则进行了深入探讨。
1、技术观念原则
技术观念原则，是生态建筑技术社会化必须遵循的主要原则。树立生态建筑的技术观念，一般都与人们的日常生产生活有着极为紧密的联系。一般情况下，工业的发展以及经济的腾飞，都不同程度地为人类社会发展进步创造了更多的条件和基础。但是，随着人们崇尚科学技术思想的推动，生态建筑的发展空间不断增大，逐步实现了建筑与科技的有机结合，并形成了代表现代最高水平的生态建筑结构与形式。一些高科技、高水平、高质量的生态建筑层出不穷，其发展已经日趋成熟与完善。由此，生态建筑进入了一个全新的发展时期。以低技术、低投入以及追求与环境的协调健康发展的观念被越来越多的人们所重视，高科技生态建筑已经成为了当前建筑产业发展的必然趋势。由此可见，生态建筑技术要完成其社会化功能与作用，还必须充分结合自身的特征,运用更高层次的科学技术来进行。
2、自上而下原则
自上而下原则，是生态建筑技术社会化必须遵循的重要原则。我们清楚，生态建筑与技术一开始就显示出了强烈的技术特征与要求。一般而言，过去传统意义上的建筑技术，绝大部分都是为了实现建筑产业自身发展需要的。实际上几乎都是为了建筑产业自下而上的客观要求。但是，我们必须清醒地看到，生态建筑技术除了正常的功能作用以外，一般还有生态、伦理、道德等方面自上而下的客观要求，并且它们之间都是生态建筑技术的核心与关键所在。因此，如何染每个生态建筑顺利地成为与社会发展相适应的技术，在其社会化过程中，就需要我们必须着力考虑生态建筑技术自上而下的特征。通常情况下，生态建筑技术社会化的发展，都需要自上而下来引导与推动。所以，我们在制定生态建筑有关体制机制时，必须着了里考虑自上而下的原则，并使其具有前瞻性、针对性和可操作性。只有如此，我们才能不断发挥出生态建筑技术自下而上的积极效应，从而达到建筑与生态环境可持续发展的目的。
3、因地制宜原则
因地制宜原则，是生态建筑技术社会化必须遵循的关键原则。一般而言，与经济社会发展相适应的管理体制机制,有效引导着生态建筑技术的有序发展。但是，我们也必须看到，以因地制宜为关键特征的生态建筑技术与观念，不仅引导着建筑技术的全面发展，而且也成为了推动建材技术未来发展的重要因素。因此，在推行生态建筑技术发展与设计过程中，我们必须着力考虑因地制宜的原则。这就要求我们在生态建筑技术运用以及建筑设计时，必须切实把维护生态环境平衡作为首要考虑因素和重要前提条件。一般而言，我们需要考虑生态建筑所在地区的环境、气候、生物、朝向、位置、绿化等综合因素，并进行科学合理的综合分析与评价，为生态建筑技术更好地发展提供参考依据。此外，从生态环境平衡以及生态环境保护的角度来看，我们可以发现，有的生态建筑技术虽然在一些地区可以推广适用。但是并不意味着该技术就可以在其他地区适用。或者有利于生态环境建设的一些方面的建筑技术，也会有可能对生态环境的其他方面产生破坏，甚至是阻碍。所以，在生态建筑技术中，我们必须着力考虑因地制宜的基本原则。
4、环境协调原则
环境协调原则，是生态建筑技术社会化必须遵循的重要原则之一。建筑产业作为同城乡一体化建设以及生态环境关系极为密切的产业之一，其能否与生态环境协调健康发展，必然成为了摆在我们面前的重要课题之一。一般情况下，我们在追求建筑产业全面快速发展的的同时，也必须要切实考虑其对生态环境所带来的影响与危害，并积极采取有效措施加以解决和落实，进而确保建筑产业与生态环境的有机统一。此外，从建筑设计方面考虑，我们必须选择那些可持续发展的、符合生态环境保护的建筑技术，这也是发展生态建筑技术的重要内容之一。实际上，这就要求我们应当把生态环境同建筑产业发展有机结合起来，达到二者相互统一、相互影响、相互促进、相互协调的良好关系。但是，需要我们注意的是，生态建筑作为一个综合性的技术概念，其不仅改变了过去传统落后的建筑观念，而且也不同程度地改变了落后的建筑技术与方法。所以，从经济社会长远发展的角度来考虑，生态建筑明显具有更大的潜在优势与特征。相对来说，生态建筑技术对于生态环境的不利影响一般都比较低。这就要求我们必须尽量采用一些优质、高效、节能、环保等的建筑产品与技术，不断优化建筑的结构与体系，尽量弥补紧张建筑对于生态环境所带来的不利影响与制约。总之，我们只有充分考虑了生态建筑与环境协调发展的原则，才能不断促进建筑产业与生态环境的协调健康发展。
参考文献：
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关键词 脆弱生态区;生态敏感性;生态环境问题;区划;淮河流域
[JP3]中图分类号 Q149;X32 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2010)10-0169-06 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.10.029
我国自然条件复杂多样,人类活动历史悠久,生态系统受到深刻的影响,可以说生态环境先天脆弱。脆弱生态区是指稳定性差、对自然或人为干扰比较敏感,在遇到不利干扰时易向生态退化方向发展的生态环境区域[1]。随着人类干扰对自然生态系统的压力不断增强,生态环境的敏感性日益凸显,对社会经济发展的制约作用越来越显著[2-3]。研究脆弱生态区的生态系统特征、空间格局及主要生态环境问题,是加强脆弱生态区环境保护、整治恢复退化生态系统的关键,也是实现区域社会、经济和生态环境可持续发展的需要。脆弱生态区区划为认识脆弱区的生态系统特征、形成机制和脆弱单元划分提供了科学方法。
生态区划概念自提出以来,就引起了广泛的关注,成为国际宏观生态学领域的研究热点,相继编制了世界各大洲的生态区划图[4-6]。我国学者在自然区划工作的基础上于20世纪80年代开始了生态区划研究,已经取得了丰硕的成果,提出了不同区域、不同尺度的生态区划方案[7-14]。然而有关脆弱生态区的区划研究还非常薄弱,鲜有研究报道,亟需加强这方面的理论和应用研究[15-16]。本文以淮河流域为例,在分析生态系统敏感性空间分异的基础上,提出了淮河流域脆弱生态区区划方案,以期为流域内脆弱生态环境保护提供科学依据。
1 研究区概况
淮河流域地处111°55′-121°25′E、30°55′-36°36′N,介于黄河和长江两大流域之间。地形总体上西高东低,西部、西南及东北部为山地、丘陵,其余为平原,平原面积约占2/3。气候属暖温带向亚热带过渡类型,淮河以北属暖温带半湿润气候,以南为北亚热带湿润气候。年均气温
11-16 ℃,平均日照2 000-2 650 h,平均降水量888 mm,无霜期200-240 d。
淮河流域跨湖北、河南、安徽、江苏和山东5省40个市、181个县(市),面积27×104 km2,人口1.72×108,耕地
1 272×104 hm2。流域矿产资源丰富,农业生产条件较好,但是工业发展还相对落后,加之人口分布密集,尚属经济欠发达地区。近年来,随着资源的高强度开发利用,生态系统承受了巨大的压力,水环境污染、水旱灾害、矿区塌陷、耕地质量退化等生态环境问题日益严重,生态系统越来越敏感,脆弱生态区面积逐渐扩大。
2 研究方法
2.1 生态敏感性评价
生态敏感性是指生态系统对自然干扰和人类活动的敏感程度,反映区域生态系统遇到干扰时发生生态环境问题的可能性和程度[17-18]。本研究根据淮河流域主要生态环境问题,选择土壤侵蚀、盐渍化、沙漠化和酸雨等进行生态敏感性评价。评价方法和分级标准依据原国家环境保护总局2002年的《生态功能区划暂行规程》。数据资料包括流域的植被、土壤、气象、高程图、TM影像、土地利用等。
2.1.1 土壤侵蚀敏感性
根据通用水土流失方程(USLE),土壤侵蚀敏感性选择降水侵蚀力R值[19]、土壤质地、地形起伏度和植被覆盖等因子进行评价,计算公式如下:
式中,ESj为j空间单元土壤侵蚀敏感性,Ei为i因素敏感性等级。
陈杰等:淮河流域脆弱生态区生态系统特征及区划中国人口•资源与环境 2010年 第10期2.1.2 盐渍化敏感性
盐渍化敏感性评价,首先根据地下水位划分敏感与不敏感区,再利用蒸发量/降雨量、地下水矿化度与地形指标进行敏感性评价,计算公式如下:
式中,YSj为j空间单元盐渍化敏感性,Yi为i因素敏感性等级。
2.1.3 沙漠化敏感性
沙漠化敏感性利用湿润指数、土壤质地、冬春季大风天数及冬春季植被覆盖等进行评价,计算公式如下:
式中,DSj为j空间单元沙漠化敏感性,Di为i因素敏感性等级。
2.1.4 酸雨敏感性
生态系统酸雨敏感性是指酸雨的间接影响使生态系统的结构和功能改变的相对难易程度,与区域的气候、土壤、母质、植被及土地利用等因素相关。研究根据周修萍提出的指标体系进行酸雨敏感性评价[20],计算公式如下:
式中,ASj为j空间单元酸雨敏感性,Ai为i因素贡献率,Ii为i因素权重。
2.1.5 综合生态敏感性评价方法
综合考虑生态系统对土壤侵蚀、盐渍化、沙漠化和酸雨的敏感性,采用最大值法,通过ArcView的空间分析功能,计算不同空间单元的综合生态敏感性。公式如下:
2.2 区划原则与方法
脆弱生态区区划是在一定的原则和方法的基础上,根据脆弱生态环境形成的相似性和差异性来划分区域单元,为退化生态系统的恢复和整治服务。因此,区划应遵循以下原则:区域分异和等级性原则,是脆弱生态区区划的理论基础和逐级划分的理论依据;综合分析和主导因素原则,脆弱生态区是多种因素综合作用的结果,区划必须抓住主要因素和主导类型;相似性和差异性原则,通过识别区域内的相似性和区域间的差异性,来划分不同的脆弱生态单元;服务脆弱生态环境整治恢复原则,是脆弱生态区区划的一个重要原则。
区划方法主要是利用GIS技术自上而下进行分区[14]。首先根据生态敏感性评价结果和主要生态环境问题划分出几个大区,然后再根据地形地貌、脆弱主导类型、生态系统特征、生态敏感性程度、人类活动因素等细化脆弱生态环境单元。在划分区域单元和命名过程中还考虑了流域的水环境污染、洪涝灾害和质地灾害等因素[21-22]。
3 淮河流域生态系统敏感性特征
3.1 水土流失敏感性空间分布特征
水土流失敏感区占流域总面积的99.46%,以轻度敏感为主,中度及以上敏感区主要分布在西部、西南和东北部的山地丘陵区(见图
1-a)。极敏感区仅占0.04%,分布在大别山区,尤其是安徽六安市;高度敏感区1.47%,集中分布在沂蒙山区,涉及临沂、日照、济宁、枣庄和淄博等市;中度敏感区5.90%,散布于伏牛山、桐柏山、大别山、江淮丘陵、苏北低山丘陵以及沂蒙部分山区;轻度敏感区占
92.05%,广泛分布于平原区。
3.2 盐渍化敏感性空间分布特征
盐渍化敏感区集中分布在平原地区,以中度敏感和极敏感为主,轻度及以上敏感区占流域总面积的62.54%(见图1-b)。其中,极敏感区占6.73%,绝大部分分布在盐城、连云港和南通的沿海平原,日照及山东、河南、安徽三省接壤的区域有少量分布;高度敏感区0.50%,分布于洪泽湖至高邮湖地区;中度敏感区47.22%,主要分布在黄淮平原和沂沭平原;轻度敏感区占8.09%,分布于中度敏感区的周边地区;不敏感区为丘陵山地,占37.46%。
3.3 沙漠化敏感性空间分布特征
沙漠化敏感性分布类似于盐渍化,集中在平原地区,以中度敏感为主,敏感区占流域总面积的67.80%(见图
1-c)。其中,极敏感区占1.35%,主要分布在黄河沿岸的郑州和开封;高度敏感区占1.42%,集中分布在济宁西北部;中度敏感区占65.03%,广泛分布在皖北、豫东、鲁西南和平原;不敏感区占32.20%,主要是山地丘陵。
3.4 酸雨敏感性空间分布特征
淮河流域对酸沉降比较敏感,敏感区占总面积的
85.93%,中度及以上敏感区主要分布在森林植被区域(见图1-d)。其中,极敏感区占7.15%,分布在桐柏山、大别山及江淮丘陵;高度敏感区占8.46%,分布于极敏感区周边、沿海和鲁豫边界两侧;中度敏感区占8.95%,分布于伏牛山、沂蒙山区、大别山等地;轻度敏感区占61.37%,主要分布在平原地区;不敏感区占14.07%,零散分布于轻度敏感区之间。
3.5 综合生态敏感性空间分布特征
淮河流域综合生态敏感性以中度及以上敏感为主,几乎没有不敏感区(见图1-e)。其中,极敏感区占流域总面积的15.0%,主要分布在桐柏山、大别山、沿海、鲁豫黄河(废黄河)沿岸地区;高度敏感区占9.0%,分布于驻马店、信阳、沂蒙山区和江淮丘陵;中度敏感区面积最大,占66.59%,分布在流域中北部的大部分地区;轻度敏感区占9.41%,分布在洪泽湖周边及沂蒙山区、伏牛山的山间盆地。
4 淮河流域脆弱生态区区划
4.1 分区等级及命名方法
本研究采用3级分区体系,根据流域主要生态环境问题和生态敏感性评价结果,划分脆弱生态区;然后根据中小地貌特征和区域脆弱主导类型划分脆弱生态亚区;在此基础上,再根据小地貌特征、退化生态系统类型、生态敏感性程度与人类活动因素划分脆弱生态地区。
各级脆弱生态区命名规则如下:脆弱生态区,大地貌类型+脆弱生态主导类型组合,反映脆弱生态环境大尺度区域分异规律;脆弱生态亚区,中小地貌类型+脆弱生态主导类型,具有相似的脆弱生态成因和脆弱生态主导类型;脆弱生态地区,小地貌类型+生态脆弱程度+人类活动因素,脆弱成因、脆弱特性、恢复和整治技术基本相同。
4.2 脆弱生态区区划方案
一级区按照主要生态环境问题划分为3大区域,即伏牛山―淮阳山水土流失酸雨脆弱生态区、黄淮平原盐渍化沙漠化脆弱生态区和山东丘陵水土流失脆弱生态区,在此基础上,再逐级划分出13个二级区(脆弱生态亚区)和43个三级区(脆弱生态地区)(见图2)。
Ⅰ伏牛山―淮阳山水土流失酸雨脆弱生态区
Ⅰ-1伏牛山水土流失脆弱生态亚区
Ⅰ-1-1郑荥农业生态地区
Ⅰ-1-2嵩山水土流失中度脆弱生态地区
Ⅰ-1-3汝嵩鲁水土流失轻中度脆弱生态地区
Ⅰ-1-4平许农业生态地区
Ⅰ-2桐柏山水土流失酸雨脆弱生态亚区
Ⅰ-2-1南阳盆地农业生态地区
Ⅰ-2-2桐柏山水土流失酸雨中高度脆弱生态地区
Ⅰ-3大别山水土流失酸雨脆弱生态亚区
Ⅰ-3-1大别山北麓丘陵岗地农业生态地区
Ⅰ-3-2大别山水土流失酸雨中高度脆弱生态地区
Ⅰ-4江淮丘陵水土流失脆弱生态亚区
Ⅰ-4-1霍寿六丘陵岗地酸雨中高度脆弱生态地区
Ⅰ-4-2江淮分水岭水土流失轻度脆弱生态地区
Ⅰ-4-3凤定明丘陵岗地水土流失轻度脆弱生态地区
Ⅰ-4-4张八岭水土流失酸雨中高度脆弱生态地区
Ⅱ黄淮平原盐渍化沙漠化脆弱生态区
Ⅱ-1鲁西南平原盐渍化沙漠化脆弱生态亚区
Ⅱ-1-1[JP2]鲁西沿黄沙漠化盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-1-2西南盐渍化沙漠化中度脆弱生态地区
Ⅱ-1-3南四湖湿地脆弱生态地区
Ⅱ-2豫东平原盐渍化沙漠化脆弱生态亚区
Ⅱ-2-1[JP3]黄泛平原沙漠化盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-2-2许漯平原沙漠化中度脆弱生态地区
Ⅱ-2-3[JP3]商周平原盐渍化沙漠化中度脆弱生态地区
Ⅱ-2-4豫南平原农业生态地区
Ⅱ-3沂沭泗地区盐渍化脆弱生态亚区
Ⅱ-3-1丰沛砀萧黄泛平原盐渍化沙漠化中度脆弱生态地区
Ⅱ-3-2皇藏峪铜山丘陵岗地水土流失轻中度脆弱生态地区
Ⅱ-3-3宿淮中部黄泛平原盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-3-4[KG(*25]骆马湖平原盐渍化轻中度脆弱生态地区
Ⅱ-3-5[JP3]东赣低山丘岗水土流失轻度脆弱生态地区
Ⅱ-3-6沂沭平原盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-4淮北平原水环境污染脆弱生态亚区
Ⅱ-4-1颍洪河间平原水环境污染地表沉降脆弱生态地区
Ⅱ-4-2涡淝河间平原水环境污染脆弱生态地区
Ⅱ-4-3[KG(*25]淮北平原东部盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-5淮河中下游湿地与农业生态亚区
Ⅱ-5-1淮河中游行蓄洪区脆弱生态地区
Ⅱ-5-2淮蚌煤炭开采塌陷盐渍化脆弱生态地区
Ⅱ-5-3洪泽湖湿地脆弱生态地区
Ⅱ-5-4天长平原盐渍化中度脆弱生态地区
Ⅱ-5-5高邮湖湿地脆弱生态地区
Ⅱ-6里运河以东农业生态亚区
Ⅱ-6-1苏北灌溉总渠农业生态地区
Ⅱ-6-2里下河平原涝渍脆弱农业生态地区
Ⅱ-7海岸带盐渍化脆弱生态亚区
Ⅱ-7-1滨海平原盐渍化极度脆弱生态地区
Ⅱ-7-2云台山盐渍化水土流失轻度脆弱生态地区
Ⅱ-7-3沿海沼泽湿地极度脆弱生态地区
Ⅲ山东丘陵水土流失脆弱生态区
Ⅲ-1鲁中山地水土流失脆弱生态亚区
Ⅲ-1-1宁兖邹滕沙漠化中高度脆弱生态地区
Ⅲ-1-2[KG(*25]蒙山西部水土流失中高度脆弱生态地区
Ⅲ-1-3沂蒙山地丘陵水土流失中高度脆弱生态地区
Ⅲ-1-4临苍郯莒农业生态地区
Ⅲ-2山东半岛水土流失脆弱生态亚区
Ⅲ-2-1沭东丘陵水土流失轻度脆弱生态地区
4.3 主要脆弱区生态环境
沿海盐渍化脆弱区:受海洋潮汐和成土过程的影响,沿海滩涂及毗邻平原土壤盐渍化严重。沿海湿地生物多样性丰富,由于围垦和湿地开发,致使沿海滩涂、湿地面积日益减少,生物多样性受到破坏。
沂蒙山区水土流失脆弱区:天然植被破坏殆尽,是淮河流域水土流失最严重的地区。农业植被面积最大,分布于平地和低丘;灌丛分布在低山丘陵,水土流失问题突出;阔叶林、针叶林面积不大,分布在人类活动影响较小的海拔较高的区域。
淮北平原水环境污染脆弱区:光热水等条件良好,适于农业的综合发展,是我国重要的粮食产区。目前水环境污染严重、水旱灾害频繁,地下水超采突出,形成了以城市为中心的地下水降落漏斗,并导致地面沉降的发生。
桐柏山―大别山水土流失酸雨脆弱区:自然植被保存较好,降水量丰富,水土流失相对严重,崩塌、滑坡和泥石流等也有发生。由于质地构造、植被组成及降水量大等因素,生态系统对酸雨敏感性高,是淮河流域酸雨最敏感的地区。
5 结 语
淮河流域是我国重要的粮食产区和煤炭基地,在农业生产和能源开发方面占有举足轻重的地位。然而,多年以来对资源高强度的开发利用,也产生了多种生态环境问题,造成脆弱生态区不断扩展,生态系统趋于退化,严重影响了区域社会经济的进一步发展。这也是我国许多地方普遍面临的困境。如何遏制脆弱生态环境的继续恶化,恢复重建退化生态系统,实现经济、社会与生态环境的可持续发展,是当前必须重视的紧迫问题。
脆弱生态区是在自然和人为干扰下形成的,是一个相对的概念,敏感性强、稳定性差是其显著特点[1]。生态敏感性评价为分析脆弱生态区生态系统特征提供了方法。淮河流域的主要生态环境问题除了土壤侵蚀、盐渍化和沙漠化等以外,还有水污染、旱涝灾害、地质灾害等[21-22],由于缺少详细的资料,文中仅对土壤侵蚀等生态敏感性进行了评价,其他因素只是在脆弱区划分和脆弱单元命名时予以考虑,这在以后的研究中还需要加强。
脆弱生态区区划的目的是通过分析区域的主要生态环境问题,结合生态系统敏感性评价,划分出不同的脆弱生态区单元,为合理利用资源、制定区域发展规划、有针对性地开展脆弱区生态环境保护提供科学基础。本研究初步将淮河流域划分为3个脆弱生态区、13个脆弱生态亚区和43个脆弱生态地区,基本上反映了流域脆弱生态区的生态系统特征和空间分布格局,有助于确定脆弱区退化生态系统恢复与整治的重点和措施,同时也为其他区域开展脆弱生态区区划研究提供了参考。
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关键词：粮食安全；农业生态环境；三方博弈
中图分类号：X821；F320．3 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2012）14－3110-04
Trilateral Game and Countermeasures in Agricultural Environment Protection：
Based on the Analysis to Food Security
LIU Ying－ji
（Politics and Management School， Henan Normal University，Xinxiang 453007，Henan，China）
Abstract： Based on the present situation of agricultural ecological environmental problems， game theory was used to analyze the stakes of the central government， local government and agricultural product operators （including rural worker， enterprise） in the establishment process of ecological environment mechanism． The essence of agri－ecological environmental protection is the trilateral game and coordination process of the central government， local governments and agricultural product operators． According to the relationships of trilateral game and behavioral characteristics， some countermeasures were proposed to establish agricultural ecological environment protection mechanisms， including co－ordination， investment protection， paid usage of resources and ecological environment compensation， development of green ecological agriculture and so on．
Key words： food security； agricultural ecological environment； trilateral game
长期以来，我国的粮食生产在很大程度上是建立在以牺牲资源与环境为代价基础之上的，在粮食总产量持续增加的同时，面临着耕地日益减少和农业生态环境被破坏的问题。农业生态环境污染破坏了耕地、水资源的平衡，造成粮食减产。我国耕地面积不断减少，且耕地中、低产田的比例大，污染程度高、盐碱化速度快，这些构成了我国粮食生产的弱质化特征［1］。本研究根据农业生态环境的现状，运用博弈论方法对中央政府、地方政府和农业经营者（包括农村工业企业，下同）互动博弈关系进行分析，试图探讨农业生态环境保护机制的构建途径。
1 农业生态环境问题的成因及主体行为分析
1．1 中央政府的行为分析
中央政府是农业生态环境保护实施的决策者和监督者，主要通过财政资金投入和税收减免等措施促进地方政府积极进行农业生态环境保护，通过法规、制度来约束和规范地方政府和农业经营者的行为［2］。尽管我国改革开放以来已经出台了一系列与生态环境保护有关的法律法规，但仍然存在生态环境补偿法律保障不力、方式过于单一、缺乏有效监管等问题。目前我国的横向环境管理体制不健全，中央政府在农业生态环境保护方面还没有统一的综合管理机构和公共决策平台，使各区域各行其是和盲目开发现象严重。在对农业污染预防和治理上国家财政资金投入严重不足，加上长期以来的“重城市、轻农村”的生态环境污染治理战略使农村生态环境不断弱化。
1．2 地方政府的行为分析
地方政府作为农业生态环境保护的主要推动者和直接监管者，主要通过管制、建立激励机制和体制改革来纠正市场失灵，促进生态环境资源实现合理配置。长期以来，由于我国生态环保政策体系不健全和地方政府追求GDP政绩造成了生态环境被破坏程度日益严重。地方政府缺乏健全的农业生态环境补偿机制，自身资本投入不足，资本市场又发展滞后，限制了农业生态环境投资的增加。地方政府为了推动工业化和城镇化的快速发展，纵容变相占用耕地，使我国耕地面积持续减少，距离1．20亿hm2红线越来越近。耕地数量和质量的严重下降制约了我国粮食生产水平的提高和粮食生产安全。
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[关键词]环境质量评价;必要性;内容;原则;方法
随着社会经济的快速发展，人们越来越关注周围的生态环境问题，自然而然地，环境质量评价也开始逐渐引起人们的重视。生态环境质量是从生态系统的层次上，研究系统各组分，特别是有生命组分的质量变化规律和相互关系,以及人为作用下结构和功能的变化情况，从而评价其环境质量的优劣。生态环境质量评价是利用生态系统最综合、最为本质的属性特征变化，通过对生态环境质量给以数量化表征，并划分为一定的等级给予评价，由此可见，生态环境质量及其评价的综合性很强。
1.环境质量评价的必要性
随着中国社会经济迅速发展,工业以惊人的速度增长,大量的农村人口流入城市，中国城市化进程高速发展。伴随着中国城市化进程的加快，城市建设项目日益增多,城市生态环境问题也日益增多,产生了由于中国城市化进程加快,城市人口剧增,城市生态平衡失调，人与生态环境的矛盾日趋尖锐，城市生态环境日益恶化，因此要采取各种有效措施进行积极补救,对任何拟建的建设项目进行可行性研究时, 积极引入生态环境质量评价。生态经济就是生态学与经济学结合发展起来的产物,以实现整个社会经济可持续发展，中国日益重视和发展生态经济，宏观的经济政策层面就是建立一种生态与经济相协调的政策体系；微观的生态技术层面是指在各具体行业的经济活动中节约资源,避免或减少环境污染,其核心思想就是维护生态环境平衡，在建设项目可行性研究中引入生态环境质量评价,确定一个建设项目在能实现经济效益的同时,确保生态环境与人类社会的和谐发展。
建设项目投资科学决策应综合考虑工程技术、经济和生态环境质量因素。应对建设项目可行性研究中引入生态环境质量评价应给予重视,否则将付出沉重的代价。一味地追求工业增长的经济增长模式没有建立在生态基础上，有确保那些支撑长期增长幅度的资源和环境基础受到保护和发展,最终使得经济发展因失去健全的生态基础而难以持续。我国了可持续发展观,在发展指标上,用经济、社会、文化、生活,尤其是环境、生态等多项指标来衡量发展水平，这才符合生态环境与经济的协调发展，而建设项目投资前期工作核心的可行性研究阶段,引入生态环境质量评价, 是非常有必要的。
2.环境质量评价的原则
2.1重要性原则。正确认识生态环境,分析生态环境的成因、演化及其影响因素,分解生态环境的构成因子,弄清生态环境中各组成要素变化及其因果关系,主次关系，每一项指标均应是反映该领域的主要指标,同时指标体系应能全面反映生态环境各方面的状况。正确选择评价参数和质量标准,确定适宜的权重，最终达到全面、正确地认识生态状况及其生态效应。
2.2持续利用原则。生态环境系统作为一个庞大复杂的多因素系统,它综合了社会、经济、自然环境等多方面特征,因此在进行生态环境质量评价时,应从生态、经济和政策等方面按照生态环境的持续利用原则,使单要素和综合整体的质量评价结果体现出生态与经济的协调性。
2.3贵极无价原则。对于濒临灭绝的珍稀物种、自然奇观、独特的生态系统等,认为其价值无穷,无法用数量来表示,只能用特殊符号来表示,而不能估价。
3.环境质量评价的类型及方法
3.1环境质量评价的类型。环境质量评价是指对特定时空范围内生态安全状况的定性或定量的描述,是主体对客体需要之间价值关系的反映，在进行环境质量评价时,应根据生态环境功能和评价的目应根据生态环境功能和评价的目的选择不同的标准，以此为参照系来评价该类型的生态环境质量偏离未退化的、稳定的生态环境质量的程度。生态系统健康评价生态系统健康评价是研究生态系统管理的预防性、诊断性和预兆性特征,以及生态系统健康与人类傻康之间关系的综合性科学；生态系统服务功能评价最主要的生态系统功能体现在生态服务功能和生态价值功能,这些功能是人类生存和发展的基础。生态系统服务功能评价的方法主要有指示物种评价和结构功能评价；生态环境承载力评价生态环境承载力评价是区域生态环境规划和实现区域生态环境协调发展的前提。
3.2环境质量评价的方法。生态环境质量评价是对生态环境优劣的定量描述和评定,其目的是准确反映生态环境质量和污染状况,找出当前的主要环境问题,为有针对性地采取措施,制订生态环境规划和有关管理防治对策提供科学依据。对于环境质量目前常采用的方法有:评分迭加法、综合指标法、聚类分析法、自然度方法、景观生态学法、生态图法、生物生产力评价法、灰色系统评价法及多级关联评价法等。不管采用什么方法,其可靠性最终取决于对生态环境的全面认识和理解程度,获取可靠的基础数据,把握生态环境特点、本质和各要素之间的内在联系是评价成功的关键。要建立一个完善的、科学的反映生态环境质量状况的数学模式，是一个十分复杂的问题，为了不断提高环境质量评价的水平,应努力加强数学与环境科学的交叉渗透。
4.环境质量评价的内容
4.1生态环境质量现状调查与评价。对评价区内的污染源进行调查,并对调查结果运用污染源评价的方法筛选出区域内的主要污染源和主要污染物,为生态环境质量评价和污染综合防治提供依据。全面调查生态环境,收集原有的调查结果和分析资料，根据评价任务和目的选取对生态环境质量形成、发展、变化影响重大的因素，再采用专门的评价方法得到各评价要素质量和整体生态环境质量的定性和定量评价。生态环境质量现状调查与评价是研究外环境的污染现状,它是生态环境质量评价的主要内容,也是生态环境质量评价工作的重心所在。
4.2生态环境效应分析。生态环境效应分析包括三方面的内容：各评价要素质量变化引起的环境生态效应和整体生态环境质量变化引起的生态效应,如生物的生态变异、生理功能异常、减产、不结实直至死亡、生态环境的破坏等；生态环境污染对人类健康状况的影响,如儿童的发育、健康状况,成人的发病率、死亡率及能获得安全饮用水的人口比例等；经济效益分析,以货币作为衡量生态环境质量影响大小的尺度,将生态环境质量所受的损害进行经济损失估算。
5.结语
自然生态环境中的各要素不仅以各自的特点不同程度地影响着城市的某些部分,而且结合在一起对城市施加综合影响,共同塑造着城市的景观,甚至左右着城市的生态平衡。实现生态环境的优化调控与科学管理是保护生态环境,促进社会经济与环境协调发展,建立人与环境和谐关系的重要举措。从环境生态角度看，社会生态环境与经济生态环境中的各要素，更关系到资源的有效利用和生态环境的可持续性。因此,评价城市生态环境的时候,要综合自然、社会和经济三各方面。评价生态环境的素质优劣,是以生态环境对人类和生物生存及持续发展的适宜度作为衡量标准,从系统的观点出发,应正确认识环境,分析环境,从而达到客观准确地评价生态环境质量状况的目的。
参考文献
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“高消耗、低效益、高排放”的粗放经济增长方式是造成中国资源环境瓶颈制约的根本原因。我国单位产值能耗比世界平均水平高2.4倍，是德国的4.97倍，日本的4.43倍，美国的2.1倍，印度的1.65倍；我国单位产值消耗的铜、铝、铅、锌、锡、镍等有色金属是日本的7.1倍，美国的5.7倍，印度的2.8倍；我国水资源浪费严重，农业灌溉用水利用系数为0.35，不足国外先进水平的1/2；资源、能源的高消耗，不仅造成效益低下，还带来了污染物高排放。单位GDP排放氮氧化物是日本的28倍，德国的16倍，美国的6倍；单位GDP排放二氧化硫是日本的60倍，德国的26倍，美国的6倍。2003年，中国消耗了世界钢铁总量的30%、水泥总产量的40%、煤炭总产量的31%，但GDP仅占世界的4%。单位GDP的环境成本居于世界前列，生产效率的提高并没有抵消资源投入和污染产出总量的增加。据世界银行和国内有关机构测算，上世纪90年代中期，中国的经济增长有2/3是靠透支生态环境实现的。
我国以占世界不到10%的耕地，6%的可更新水资源，3%~4%的森林资源，养活22%的世界人口，到2020年我国人口预计达到14.5~14.9亿，经济总量将达到35~36万亿，压力比现在还要大。如果延续传统发展模式，环境负荷将是2000年的3.6倍，仅二氧化硫排放量将超过环境承载能力1.6倍。我们的国土是难以承受的。中国的发展不会停止，也不能停止。如何使用有限的资源，使脆弱的生态环境承受住快速的经济发展与社会进步呢？从中国的资源环境看，发展循环经济有其必然性；从中国所处的发展阶段和构建和谐社会目标看，发展循环经济具有重大现实意义。
国内外的实践表明，当经济发展到一定阶段时，对生态环境的免费使用必然达到极限。人类要继续发展。客观上要求我们转换经济增长方式，减少对自然资源的消耗，并对被过度使用的生态环境进行补偿，循环经济就是在这样的背景下产生的。
循环经济是对传统的粗放型经济的变革和挑战。传统经济是以人类中心主义思想为特征，以人类征服自然为进步的标志，以支持当前发展和当代人经济和利益的最大化为特征，以高经济增长、高消费、最大限度的创造社会财富为目标，忽视生态环境的要求和限度，是一种不可持续的线性发展模式；而循环经济以人类与自然相互促进、协调发展为目标，在生态环境允许的范围内，实现社会、经济、生态效益的统一，是一种与生态系统类似的多层次的网状闭环结构，即资源―产品―再生资源的生态型的生产和发展模式。
循环经济是在生态环境成为经济增长制约要素，良好的生态环境成为一种公共财富阶段的新技术经济模式，是建立在人类生存条件和福利平等基础上的以全体社会成员生活福利的最大化为目标的新的经济形态。
循环经济的技术经济特征之一是提高资源利用效率，减少生产过程的资源、能源消耗。
循环经济的技术经济特征之二是延长和拓宽生产技术链，将污染尽可能地在生产企业内进行处理，减少生产过程的污染排放。
循环经济的技术经济特征之三是对生产和生活用过的废旧产品进行全面回收，最大限度地减少废弃物的排放。
循环经济的技术经济特征之四是对生产企业无法处理的废弃物的集中回放、处理、处置，扩大环保产业的资源再生产业的规模。
从实践来看，循环经济通常可在3个层面展开：
企业层面：企业推行清洁生产，选择清洁生产工艺，建立生产全过程的环境管理系统，减少产品和服务中物料和能源的消耗量，实现最终排放废物减量化、资源化、无害化。建立生产者责任延伸制度，促进产品生态设计。
区域层面：区域内企业或行业间建立生态产业群落，上游企业的副产品或废弃物作下游企业的原料，形成企业间的工业代谢和共生关系，在生态工业、生态农业、生态化的服务业内实现废弃物资源化。
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-1.003 3（Ⅴ）上升为0.557 5（Ⅱ），即由安全级降为风险级。根据此评价结果，提出了协调武汉市城市土地利用与生态环境的对策。
关键词：土地利用；生态风险；PCA模型；K均值聚类；武汉市
中图分类号：F301.2；S181 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3731-05
土地利用变化在很大程度上反映了人类活动与自然生态条件变化的综合影响。随着社会经济快速发展，城市化进程加快，人类对土地的需求越来越大，这种强烈需求使得人地关系矛盾步步升级，随之而来的土地生态问题也日益突出，如土地利用结构不合理，水土流失、土地荒漠化、土壤污染、土地生态破坏性加剧等。面对严峻的现实，人们开始意识到生态环境的重要性，并有意调控土地利用方式，改善生态环境，促使二者关系趋于协调。武汉市地处我国中部腹地，位于江汉平原东部，该区域土地类型多样，适宜性广泛，水资源优势突出，为全市的经济社会发展提供了重要的物质基础。但由于武汉市社会经济的发展、城市化建设的扩张、人口的增加和土地利用方式不当等原因，大量的土地在城市化、工业化过程中丧失，土地生态功能下降，人地矛盾突出。本研究以武汉市2003-2010年土地利用现状为对象，建立主成分分析（PCA）和K均值聚类的生态风险评价模型，对武汉市土地利用生态风险进行评价，旨在把握武汉市土地利用与生态环境协调发展程度的变化规律，以期能充分认识武汉市土地资源利用和两型社会建设所面临的问题，为城市区域社会经济和生态环境建设发展战略的制定提供参考依据。
1 武汉市土地利用变化情况
1.1 土地利用数量变化
武汉市地貌类型多样，山地、丘陵、岗地和平原兼备，全市土地总面积849 400 hm2，占全省土地总面积的4.57%。表1选取了武汉市2003年和2010年两个时段土地资源利用状况，统计出了各地类的面积及其变化情况。
由表1可以看出，8年间武汉市农用地和未利用地总量减少，城市建设用地迅速增加。在农用地类型中，耕地、牧草地显著流失，其中牧草地减少最快，8年共减少6 604.97 hm2，减幅为95.93%；耕地面积由2003年所占总土地面积的44.16%减少到2010年的39.57%。林地、园地面积增加最多，8年共增加了22 767.71 hm2，两者增幅共计38.79%。在建设用地类型中，交通水利用地面积增速快于居民点及工矿用地的速度，增幅比例达33.77%。在未利用地类型中，未利用土地和其他土地共减少了6 111.91 hm2。值得注意的是，大部分未利用地是难以开发的山丘区荒草地和裸岩地，可垦地较少，耕地后备资源相对贫乏。
1.2 土地利用结构变化
由于土地利用类型分类较多，影响程度判断难度较大，因此引入土地利用结构生态风险指数[1-3]，计算各种类型土地面积比重，来衡量8年间武汉市各类型土地生态风险变化情况：
借鉴已有的研究方法[3，4]，结合区域经济快速发展特点，本研究利用层次分析法确定了不同土地利用类型的生态风险参数（耕地0.311 5；园地0.109 6；林地0.158 7；牧草地0.035 5；其他农用地0.034；居民点及工矿用地0.018 1；交通运输用地0.225 9；水利设施用地0.055 2；未利用地0.051 5）与生态风险指数。
结合公式（1）与武汉市土地利用类型面积变化数据，计算得出武汉市土地利用结构风险指数（表2）。由表2可知，武汉市9种土地利用类型中，耕地生态风险指数的平均值最大为0.126 8；其次是林地，为0.015 8；牧草地生态风险指数最小，为0.000 1。这说明耕地变化对生态环境和社会经济发展潜在影响最大，其次是林地，牧草地潜在生态影响最小。8年间，不同土地类型平均生态风险指数大小顺序为耕地>林地>未利用地>其他农用地>交通运输用地>居民点及工矿用地>园地>水利设施用地>牧草地。
由图1可以看出，8年间武汉市土地利用结构生态风险指数的变化趋势大致可分为2个阶段：2003-2005年生态风险指数急剧下降，2006-2010年生态风险指下降趋势变缓且趋稳，这与武汉市土地利用结构变化的趋势一致。2003-2005年虽然园地、林地面积以每年1%的速度递增，但牧草地面积急剧缩减，从2003年的6 884.97 hm2减少到2005年的4 248 hm2，加之耕地数量进一步减少，导致了这3年土地生态风险的加大。
2 武汉市土地利用生态风险评价
2.1 指标体系建立
土地利用生态风险是指不合理的开发利用土地导致某些自然异常因素、生态环境恶化，给人类社会带来损失的可能。土地利用生态风险评价是从城市土地利用的角度描述和评估城市的环境污染、人为活动或自然灾害对生态系统及其组成成分产生不利作用的可能性和大小的过程[5]。由于土地生态系统是一个复杂系统，涉及的风险源、暴露体和终点比较多[4]，因此需要构建一套完整的评价指标体系。本研究在综合考虑生态风险指标的可得性与可操作性基础上，对指标进行筛选，保留重要指标，从自然、社会经济环境状况出发，根据武汉市实际情况最终形成了以下评价指标体系（表3）。
由于不同变量之间具有不同的单位和不同的变异程度，这会导致数据在分析过程中因单位不统一而造成结果的差异。因此，在进行主成分分析前，首先进行数据的标准化，也称为无量纲化，即将异度量的各指标值分别转化为无量纲的相对指标值。本研究采用统计学软件SPSS 20.0中的Z-score法对数据进行标准化变换[6]（表3）。
2.2 建立主成分分析法与K均值聚类的武汉市土地生态风险评价模型
主成分分析法（PCA）是去掉重复信息、简化数据结构的一种多元统计方法[5]。利用PCA可以把多个相关的指标变换成少数几个互相无关的综合变量（主成分），通过选择适当的主成分价值函数模型，可以把多维系统降成一维系统。K均值聚类是最常用的聚类算法之一，它通过寻找一组聚类中心把对象集合划分成一组聚类[6]。通过SPSS软件，利用主成分分析方法，最终确定m个特征值，m即为因子变量个数，其数值确定见SPSS输出结果（表4）。
由表4的第1列至第4列可以看出因子分析的初始解对原有变量总体的刻画情况，第1列为23个初始解的序号，第2列为因子变量的特征值，它是衡量因子变量重要程度的指标[5]，第4列则是各因子变量的累积方差贡献率。由主成分分析得出有5个特征值大于1[7]，分别是12.429、4.955、1.807、1.469和1.361。这5个成分累计方差贡献率达到95.74%，当提取前5个公因子时，特征值变化明显，当提取第5个之后的公因子时，特征值变化很小，基本趋于平缓。说明前5个因子基本反映了原指标变量的绝大部分信息，即m=5符合分析要求。
2.3 因子得分函数
计算因子得分的方法有回归法、Bartlette法、Anderson-Rubin法等[8]。根据上述计算公式，将因子变量表示为原有变量的线性组合，并代入样本数据，计算出相应的因子得分。
2.4 风险等级划分
在上述因子分析的基础上，应用5个因子的方差贡献率作为各自权重，计算土地利用生态风险度。公式如下：
按此公式，得到武汉市8年来土地利用生态风险度。为了对所研究时段的土地利用生态风险特征进行分析，参照谭三清等[5]和宋志鲲等[8]关于生态风险等级划分标准相关研究，结合K均值聚类的方法对土地利用的生态风险进行了等级划分。其计算结果是：恶劣级（T>1.2）、风险级（0.17
结合城市土地利用不同级别风险的特点[5，9，10]，将每种等级的土地利用系统特征表述为表7。
3 结果分析
根据各年度计算的城市土地风险值，结合每个等级的城市土地利用分析的土地系统特征，评定了武汉市2003-2010年的土地利用风险状况（表8）。从表8中可以发现，在所考察时段，武汉市土地利用的生态风险总体上趋于恶化。2003-2004年武汉市土地生态风险处于安全级别，但此后6年生态风险值呈逐年扩大趋势，说明土地利用的生态状况受到了破坏，生态环境问题较为严重。
通过分析8年间武汉市土地利用生态风险等级，结合每个等级的土地利用特征，可将生态风险状态划分为3个时间段。
1）2003-2004年，生态风险指数缓慢增长阶段，但土地生态风险总体处于安全级别，说明此阶段武汉市土地生态环境良好，系统服务功能基本完善，受干扰后可自行恢复。
2）2005-2006年，生态风险指数进一步上升，风险等级由安全级逐步降为良好级、敏感级，这一变化反映了当地政府对土地利用的投入强度逐步增强，导致生态环境受到了一定程度的破坏。
3）2007-2010年，武汉市土地利用生态风险等级进一步恶化，尽管2010年武汉市土地生态风险指数较上一年有所减少，但仍处于风险级，这一数据的测算与实际情况相符。其原因在于2005年以后武汉市开始了大规模的市政建设，建设步伐加快使得城市周边土地不断被蚕食，农用地持续减少，闲置土地增多，土壤遭受城市建设破坏和城市垃圾等污染而退化，土地生态环境质量下降，系统服务功能受到破坏并且退化。
4 结语
本研究引入土地利用生态风险指数，测算武汉市各地类结构年际变化情况，建立PCA和K均值聚类的土地生态风险模型，利用土地生态风险度来评价武汉市土地利用的相对生态风险，有一定的全面性。因为土地利用类型的改变势必会引起区域生态功能的变化，故通过研究不同土地利用类型间的迁移变化特征来识别区域生态环境的变化趋势及其内在因素是可行的、有效的。
通过对武汉市土地利用的生态风险评价，可为区域生态环境管理提供数量化的决策依据和理论支持。根据土地利用生态风险年际间的高低程度，应在高生态风险时段进行生态建设与环境保护，以提高该城市区域的土地生产功能和环境功能，但是也不能忽视中、低生态风险时段的生态建设，才能实现武汉市的生态环境、社会经济建设协调发展。
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关键词： 生态环境治理； 市场调控模式； 政府强制模式； 企业自觉模式； 多元共治模式
中图分类号： D912.6 文献标识码： A 文章编号： 1673-9973（2012）04-0052-06
一、引言
回顾漫长的人类历史，生态环境问题在工业革命以前，对人类生存和文明的影响可以说是微乎其微。因为在此之前，生态环境问题的形成，主要源于环境自身的变化，如洪水、干旱、地震、海啸、台风等，所以又称为原生性生态环境问题或内源性生态环境问题；但在工业革命这一人类发展史上具有重大影响的事件之后，生态环境问题越来越受到人们重视，因为这一时期的生态环境问题，如森林锐减、酸雨扩大、陆地沙化、水资源污染等问题的出现，其始作俑者为人类自己，所以又称为次生性生态环境问题或外源性生态环境问题。若忽视这一问题，其导致的直接后果将是人类文明的断送。时至今日，世界各国均已认识到该问题的严重性，并试图通过市场调控、或政府强制、或企业自觉等各种治理模式的尝试，能有效地遏制住生态环境的进一步恶化，并使其好转。然而，在进行众多的尝试之后，无论是实践工作者还是理论研究者，均发现上述任何一种生态治理模式在运行一段时间之后，都会不同程度地陷入困境。基于此，相当比例的学者提出生态环境的多元治理模式，以期通过主体的多元化，实现治理过程的协商化、治理结果的实效化。笔者将在梳理上述几种生态环境治理模式各自内涵和特点的基础上，对彼此之间的优缺点进行比较分析。
二、生态环境治理的市场调控模式
（一）概念
自由主义经济理论认为，应当通过产权界定，使公共物品私有化，来解决生态环境问题。正是基于这样一种认识，新制度经济学家罗纳德·科斯，从产权、交易成本的角度研究了外部性问题，并提出著名的科斯定理，即只要交易成本为零，或者交易成本很小且收入的大小不影响交易双方的决策时，无论产权初始界定如何，私人之间通过协商、谈判可自行解决外部性问题而无需政府干预。由此可见，在生态环境治理问题上，市场调控的目的在于通过产权的界定来减少共有物，从而尽可能减少“公地悲剧”发生的广度和深度。而生态环境治理的市场调控模式即指将生态环境这一公共物品私有化，并通过市场这只“看不见的手”，对不同的生态环境资源进行稀缺程度的界定，以此促使人们进行技术革新，合理开发并有效治理生态环境问题的全过程。尽管这一模式在理论上可以解决外部不经济问题，但在现实中，由于生态环境作为公共物品，具有非排他性和非竞争性的特征，使得“搭便车”现象比比皆是。[1]
（二）特征
1. 生态环境的私有性。在古典经济学看来，每个人的本性都是自私自利的，以追求自身利益的最大化为动机，而对公共的事物则关心较少，甚至没有。哈丁的“公地的悲剧”、普遍使用的“囚犯困境”和奥尔森的“集体行动的逻辑”，无一不说明在特定情况下，公共事物总是得不到应有的关怀，进而出现悲剧性的结果。所以生态环境治理的市场调控模式认为，如果将生态环境这一公共物品私有化，使其有了明确的产权界定，就会明确损害责任，实现外部性的内在化，即让生态环境副产品的社会成本转化为私人成本，而不是由社会、其他生产者或消费者分摊，从而有效抑制生态环境问题。这一特征，也是生态环境治理的市场调控模式得以正常运行的前提条件。
2. 生态治理的市场性。在人类社会发展进程中，总是存在着矛盾的两方面。即一方面，生态环境资源总是有限的；另一方面，人类对其需求却是无止境的。从生态环境保护的角度出发，其最佳状态就是缓和双方矛盾，实现生态环境资源的优化配置，亦称帕累托状态。即指社会用最低成本生产人们需要的产品，在既定的投入和既定的技术条件下，使资源利用能达到最大满足水平的状态——没有使其他人境况变坏而使自己境况变好的状态。实践证明，以自然的资源配置方式和计划资源配置方式在理论上和事实上是难以实现帕累托最优配置状态的，而市场资源配置方式则是可行的。生态环境治理的市场调控模式主要是运用管理合同、BOT（即建设—运营—移交）模式、合资、TOT模式等不同市场调控形式，通过建立多元化的投资主体，实现建设与运营的产业化、市场化，从而弥补生态环境治理的资金缺口，并提高效率。
3. 资源配置的有限性。生态环境治理的市场调控模式，有助于实现资源的有效配置，但这是有条件的。这些条件不仅包括市场的完全竞争性、完善的产权制度，还包括完全信息、体现价值的市场价格体系等。事实上，有些条件往往是很难完全具备的。如一些生态环境和资源的市场是不存在的，没有价格，并不能通过市场行为来进行交易；一些生态环境和资源的产权是不能明确界定的，像臭氧层、公海、大气等；一些生态环境和资源尽管产权可以界定，但需要更多的交易成本来维护其产权。此外，还有一些生态环境和资源价格的影响因素极为复杂，有无形与有形之分，要想合理体现其价值是非常困境。在这种情况下，市场调控模式对生态环境和资源的有效配置能力是极为有限的。
（三）与其他治理模式的比较分析
1. 优势。一是弥补生态环境治理的资金缺口。生态环境治理，需要建设大量的环境基础设施予以配套，但如果单纯依靠政府，是难以提供足够的建设资金，对此就易造成基础设施建设滞后，污染处理不及时等问题。通过市场化的手段，可以调动大量的社会资本，积极参与生态环境的治理，弥补政府的生态环境设施建设资金不足的缺口。二是提高生态环境治理的效率和服务。在生态环境共有的情况下，一些与生态环境治理相关的企业容易形成垄断，在进行管理和技术创新方面缺乏足够的动力，企业员工也缺乏提高生产效率的积极性，从而造成生态环境治理的效率低下，服务质量不高的局面，而市场化的结果则是效率的提升与服务质量的优化。三是促进人们节约使用最稀缺的生态环境资源。生态环境治理的市场调控模式引入了价格机制，并以此作为衡量其稀缺程度的尺度，人们必须通过购买才能使用。这就会督促人们在利用生态环境资源时，尽量避免浪费现象的发生，并引导人们努力探寻可替代的资源，从而节约使用最稀缺的生态环境资源。
2. 不足。一是市场的不完备性难以克服在生态环境治理中的负外部性问题。由于市场的不完备性，使得一些市场主体在运作环节面对各种成本与收益的选择时，往往对生态环境这一因素会有所忽略。加之环境投资者在改善环境的过程中，环境改善的全部收益并非其投资者所有，而是全社会共享，这又在一定程度上影响了投资者的积极性。二是“经济人”假设的前提，不利于生态环境保护。“经济人”一般都秉承个人主义和利己主义的道德原则来行事，因此在现实生活中，他们会围绕着如何获取最大限度的利益来进行思维和实践。当个人利益与社会利益相矛盾时，他们会毫不犹豫地以损害社会利益为代价，不仅不利于保护生态环境，反而会造成更大层面的环境染污。三是高昂交易成本的存在影响市场调控模式的效用。生态环境治理的市场调控模式在实际运行中，由于生态环境污染的对象是多数的，如果按照上述生态环境私有性的程度，需召集所有利益相关人就相关事宜进行协商（赔偿或获得补偿）。而这种活动往往是要花钱的，这一双方讨价还价的过程就产生了交易成本，这笔费用的存在自然对该种模式的效用会产生影响。
三、生态环境治理的政府强制模式
（一）概念
20世纪30年代的凯恩斯主义，无疑给政府干预生态环境治理奠定了坚实的理论基础，在这一干预主义的指引下，政府被赋予了生态环境治理的主体性和合法性，其治理功能和干预权力在人们对政府的迷信和崇拜中，被人一再鼓吹，并无限放大，进而产生了一种生态环境治理的政府强制模式。所谓政府强制模式是指在生态环境治理中，政府被视为唯一的管制主体，通过依赖其行政性、经济性、法制性等手段，规范社会各界在开发、利用生态环境资源中的行为，并强制其承担相应生态责任的总称。这种生态治理模式在初始阶段，对于解决“看不见的手”——市场所存在的“市场失灵”问题，发挥了极大的作用。该治理模式强调发挥政府生态职能部门的主体作用，通过采取自上而下的方式直接操控各种生态环境政策和制度，治理过程完全依赖现行政府的行政体制，从而使得整个生态环境治理具有浓厚的行政色彩。[2]
（二）特征
1. 政府权力的无限性。为提高政府生态环境治理的效能，政府长期扮演着环境公共物品提供者、政社合作和政企合作的倡导者、区域合作的推行者等角色。之所以如此，其原因在于，一方面政府被视为利益博弈的协调者和仲裁者，是全社会公共利益的最权威、最无私的代言人，能够代表公众的意愿和利益来行使生态环境治理权，理性地配置一切权力、资源和社会福利。另一方面，由于生态环境治理中存在外部性，尤其是负的外部性，这恰是市场交易无法自主实现的，而政府却能有效地解决公共产品和公共服务消费中的“搭便车”行为和供给不足等问题。对此，迈克尔·泰勒用一句话予以概括，“如果没有国家，人们就不能卓有成效地相互协作，实现他们的共同利益，尤其是不能为自己提供某些特定的公共物品。”[3]正是基于这样一种认识，政府成为垄断生态环境治理的唯一主体，其他社会行为主体根本无法也无缘染指这一公共事务，因为它们不具有合法性，处于事实上的被“排斥”、“边缘化”状态。同时，为了不断维护和增强公共利益，人们还认为政府应尽量扩大自身介入治理生态环境问题的范围和程度。
2. 政府干预的直接性。根据斯蒂格利茨的理解，政府干预是政府以管理者的身份，通过税收、强制、处罚等一系列措施，对生态环境问题进行干预，以实现生态平衡、环境优化等政府预定的目标。政府干预的主要功能在于纠正市场失灵，解决生态环境污染的外部性问题。一般来说，政府的干预手段可分为两类，即直接性干预和间接性干预。政府直接性干预生态环境治理问题，最常用、最典型的行政管制方法是政策，它通过制定各类法律法规或排放标准来控制污染，其中不免伴随着暴力和强制；而政府间接性干预生态环境治理问题，该方法具有市场激励导向，旨在鼓励实施环保措施或减少污染的战略，而不是迫使污染者遵守某个条例。将两种方法相比较，不难发现，由于政府是社会上唯一拥有合法暴力权的主体，在生态环境治理中，政府直接性干预的行政管制方法获得了更多的重视。事实也证明，在世界大多数国家，该方式在环境政策中处于主导地位。同时，政府直接性干预的实践是依托中央集权式的管理体制，大部分环境政策制度通过自上而下的政府体制进行实施。因为中央政府是社会生态环境利益的总代表，是以强制性手段来行使国家生态环境治理权。而地方政府则是接受并执行中央政府的指令，对上级政府负责。
3. 政府管理的行政性。尽管政府可以运用行政性、经济性和法制性等各种治理手段，但在生态环境治理的政府强制模式中，政府一般采用以自身能够直接操控的手段为主，即大量使用行政性治理方式。因为在政府对生态环境的治理中，其贡献值占据了绝大部分比例。政府承担了从宏观政策的制定、微观环境质量监控、环境产品或服务提供等所有生态环境管理和治理活动。可以说，与生态环境治理相关的政策、法律、法规，无论是制定还是执行，都深深打上了政府的烙印。其他诸如社会组织和公众即使参与了，但由于自身行为能力有限，也只能在政府的行政性命令之下进行，使其具有较强的“政府依赖性”特征。经济性和法制性等治理方式在这一模式中，只能视其为政府治理生态环境问题的辅手段。从实践来看，若要确保上述两种治理手段能正常运用，首先必须以政府大量投入为前提条件，而这往往又需要耗费较多的财政资源，无形中也给政府施加了极大的财政压力。因此从这一意义上来讲，经济性手段和法制性手段也可看作是行政性手段的一部分，是一种以收费、罚款等经济价值来进行生态环境治理的行政性管理手段。
（三）与其他治理模式的比较分析
1. 优势。一是组织和协调配置各种治理资源的权威性。生态环境治理问题是一项涉及政治、经济、文化、社会等各个领域的复杂而又艰巨的任务，几乎与政府的各个组成部门都有着密切的联系。换句话说，生态环境治理是一个全局性、系统性、协调性和综合性极强的工作，只有政府才有足够的权威和能力来组织、协调配置各种治理资源。二是应急处理各类突发生态环境问题的高效性。如前文所述，次生性生态环境问题一般具有偶发性、突然性、紧急性的特征，其有效解决依托行政机构的快速反应和高压态势，需通过制定和执行强制性的生态环境政策扭转并消除其负面影响。政府强制模式的这一优势可以说是其他任何模式所无法比拟的。三是限制和引导经济人在经济活动中保护环境。经济人出于对个人利益、局部利益、眼前利益的孜孜追求，并不会主动采取措施防治生态环境的恶化，从而使得公共利益得不到有效的保护。因此，需要政府出面，强制采取各种措施，对污染和损害生态的其他活动加以限制。
2. 不足。一是信息不对称问题。自上而下的政府强制模式由于受政绩考核、晋升机制、税收体制等因素影响，下级政府一般不愿将生态环境治理的真实情况向上级政府反馈，从而规避了因生态环境治理不力等问题受上级政府查处的可能性，导致上级政府不能全面掌握下级政府的执行情况。二是生态环境治理成本高昂问题。由于政府强制模式是对政府生态环境治理能力的绝对崇拜，使得政府统包统揽了涉及生态环境治理的所有问题，其所需的大量人力、财力和物力，均由政府“买单”。加之经济的快速发展在一定程度上也导致生态环境的进一步恶化，其直接后果是政府的生态环境治理成本不断攀升。各级政府捉襟见肘的财力使得该模式难以长久维系。三是制约其他生态环境治理主体能力的发挥。政府在治理生态环境问题时的强势，使得社会资源很难介入。既限制了企业、社会组织和公众等社会力量参与能力的发挥，也制约了这些非政府的社会治理主体的发展壮大。此外，政府在浪费大量可利用社会资源的同时，还不可避免地走了许多弯路，从而降低了政府治理的效率。
四、生态环境治理的企业自觉模式
（一）概念
尽管工业革命后产生的工矿类企业对生态环境的破坏有着不可推卸的责任，但其为企业主或股东谋求经济利益的本质也为社会集聚了大量财富与资源。随着“统筹人与自然和谐发展”这一科学发展观理论的深入发展，人们不断认识到，面对日益严峻的生态环境问题，社会应当承担更大的责任，必须解决整个社会在经济发展中生态环境资源过度消耗的问题，不断减少环境污染，使社会各活动主体对人类健康和环境的影响降到最低限度。特别是企业还应充分认识到，要合理开发利用资源，减少对生态环境的破坏活动，致力于成为对全社会负责任的企业，并以此取得消费者与全社会的认同感，从而保证企业在激烈的市场竞争中占据一席之地。在此背景下，企业积极地、自觉地参与生态环境治理也就显得顺其自然。对于这一企业自觉性的行为，笔者估且称之为生态环境治理的企业自觉模式，即指企业为履行保护生态环境和合理使用资源的社会责任，在发展经济社会的各项活动中，自觉地考虑其行为对生态环境的影响，并采取相应补救措施尽量降低其产生的负面影响的全部活动的总称。这一模式的运行，完全依赖于企业的自觉性，并不具有法律的约束力，而是需要企业通过额外的努力来实现生态环境的改善，如严格自控污染的排放量，定向增加治污资金投入等。
（二）特征
1. 治理承诺的自愿性。经济增长的粗放型是人们通过高强度的作业将地球上储存的不可再生性资源开采出来，再经过生产加工和消费环节又将大量污染物和废弃物向自然界排放出去。在这里，社会各活动主体把大自然当成了天然的资源库和垃圾场，享受着无限的权利，却漠视全社会和全人类的责任。特别是企业，在生态环境保护方面，尽管自身就是生态环境问题的最重要污染源，但在当前，“越来越多的跨国公司，声明将自觉遵守UNGC、GRI、AA1000、SA8000等规范和标准；同时，也着手制定本企业的行为规范，用来规范自身和供应商行为，并且定期反映企业社会责任表现的年度报告。”[4]在企业社会责任运动浪潮的推动下，企业逐步认识到承担生态责任的重要性，并将其付诸于实践。诚然，这种生态环境治理的企业自觉模式是值得肯定的。与此同时，我们不禁要思考，由于承担生态环境治理责任将增加企业的运营成本，影响企业的短期收益，这一模式的成功实施，仅凭企业的自觉性是远远不够，还需大量外力对其施压，当然这里并不是说仅靠政府的强制性权力所致，而是作为消费者的公众及社会组织对生态环境治理的重视与配合。
2. 治理形式的多样性。生态环境治理的企业自觉模式，由于源于企业自身的认识，所以尽管是同一地域或同一行业，企业自觉的治理方式也不尽相同。因为对整个社会而言，没有同样的负面效应和同样的环境标准要求存在。这就使得社会的成员将按照各自所涉及的利益相关者或公共机构作用发挥的不同来确定其治理的形式。具体而言，主要有如下几类：一是单边承诺，指企业自身制定生态环境治理的目标计划和所需遵循的条款，旨在加强与利益相关者（如企业、公众等）间的沟通。但为增加其计划的可信度和承诺的效力，往往会委托独立的第三方（非政府组织）进行监督或解决争议事宜。二是私下协议，指社会上的污染主体主动与污染受害者（工人、当地居民，邻近企业等）之间签订协议，以此约定污染主体应实施的环境管理计划或需安装的污染控制设备。三是谈判性协议，指企业与其所在的国家或地区内相关公共权威机构签订协议，主要涉及污染削减的目标、达成目标的时间表等，并约定在其辖区内的企业为达到约定的环境治理目标，而采取自觉性行动期间，公共权威机构不引入新的环境管制标准。四是开放性协议，指企业赞同环境管理机构提出的、与环境绩效、生产技术或环境管理标准相应的监督标准和环境条款，并主动接受其对自身执行计划情况的评价。同时，公共机构也向企业提供研发补助、技术援助和声誉（如允许使用特定的环境标识）等形式的经济激励。[2]
3. 治理结果的双赢性。从经济学的观点来看，社会中的最大污染源——企业，若削减污染会增加其生产成本，导致企业产品价格的提高，人们会因此而减少产品需求，或因企业不愿提高产品价格而减少企业的利润。那么，企业为何还要自觉参与生态环境治理，甚至采取高于政府管制水平的生态环境管理措施？其动力原因不仅仅是因为认识到企业自身所应担负的生态责任。更为重要的是，企业的这一行为可以满足消费者对环保商品的需求。因为企业通过消减污染，提升了产品的环境品质，再以广告等手段向消费者传递环保产品与非环保产品（绿色产品和非绿色产品）的区别，逐步引导人们愿意为环境友好产品支付额外的费用。最后，企业通过产品环境品质的高低获得出售环保产品与一般产品的价格差，从而实现企业收益的增加。即使有些消费者不会购买价格高昂的环保产品，若在同等价格下，还是会考虑选择环保产品，这也是提高生产企业市场份额的有效手段。
（三）与其他治理模式的比较分析
1. 优势。一是减少了污染的源头。在生态环境治理的企业自觉模式中，企业成为治理污染的主体，对于控制污染的问题由“要我做”向“我要做”转变，这在很大程度上降低了因环境管理机构与排污信息不对称而造成的“道德风险”，减少了环境监测机构的执法成本，促进了社会参与防治污染、保护生态环境等相关工作的落实。二是降低了治污成本。与政府管制相比，企业自觉性的生态环境治理模式，使企业有了更大的灵活性，允许企业在综合考虑各方因素的基础上，自主选择符合其特定状况的、更有效的削减污染的措施，从而达到环境目标，降低污染控制成本。三是填补了法律空白。当人们对生态环境提出更高要求时，由于在公共政策和法律法规领域存在制定周期长、论证费用大、调整不及时等客观原因，往往会出现管制或立法滞后的现象，导致很多“政策盲点”和“法律空域”的存在。企业的自觉行为，特别是当在企业层面，采取高于现有环境法律法规要求的环境标准时，在一定程度上可谓是填补了因环境立法滞后所导致的负面影响。
2. 不足。一是缺乏对非自觉性企业的约束力。如前文所述，由于生态环境治理的企业自觉模式的突出特征是“自愿”，缺乏法律效力，所以不能动用任何手段强制其他企业参与。同时，由于政府存在制定环保政策、产业发展政策、财政政策等方面的滞后性，影响了社会各主体参与的积极性，导致一些企业宁愿“搭便车”，也不愿参与这种自我约束的行为。二是缺乏对自觉性企业的评估。尽管一些企业采取了自觉性的行动，并与利益相关者签订了许多协议，但这只是君子协定，没有规定监测主体和定期报告制度等相关条款。加之缺乏相应的惩罚机制，使未达标协议方并不会认真考虑毁约后的实际影响。这不仅降低了企业自愿性承诺的可信度，还加大了对企业履约情况评估的难度。三是容易导致重复建设。企业在生态环境治理中的自觉参与，一般是个体行为，而非整体推进，这就容易出现“各自为政”的现象。即各个参与治理的企业从各自的投入成本、自身的排污量等角度出发，建设适合需要的环境治理基础设施，而并不过多考虑邻近企业的需求。从这一意义上说，企业在增加运营成本的同时，也增加了重复建设的可能性（如污水处理设施等），而这又可能会导致新一轮的资源浪费和环境污染。
五、生态环境治理的多元共治模式
（一）概念
无论是生态环境治理的市场调控模式，还是政府强制模式，或是企业自觉模式，就其三者的本质而言，都为一种单一主体的治理思路。因此，如上文所述，均存在着这样或那样的不足。而多元共治模式则是打破了传统观念的束缚，提出既然政府、市场、社会都可作为治理生态环境的主体，而且各自有不同的手段与机制，那么在生态环境治理中，可以将政府的权威性、高效性，市场回应性、限制性，以及企业的自愿性、多样性等各自优势充分利用，从而提供一种“多元共治”的生态环境治理新范式。因为面对生态环境的恶化，各个主体将紧密联系起来，形成一个共同体“进行自主治理，从而能在所有人都面对搭便车、规避责任或其他机会主义行为诱惑的情况下，取得持续的共同收益。”[5]“多元共治”这一概念的提出，其理论基础来源于治理理论（the governance theory）。它强调的是主体的多元性，强调多个主体间面对公共事务问题时，应通过明确分工、增进合作、加强协商的过程予以解决。所以生态环境治理的多元共治模式，笔者认为可以将其定义为：政府、市场、公众及社会其他主体通过充分发挥各自优势，采取分工合作协商等方式将生态环境问题予以解决的全过程。当然，多元共治模式作为补充政府强制模式、市场调控模式和企业自愿模式的不足而提出的一种生态环境治理方式也不是万能的，也存在着治理失效的可能性，如一些学者提出的在“多元共治”模式下会导致“无中心”倾向的问题。应当指出，作为一种补充而确立的生态环境治理模式，绝不能将政府排除出去，它依然是这个复杂系统中最核心的主体。
（二）特征
1. 治理主体的多元性。多元共治，其首先需要明确的是治理主体的多元性，即在生产公共物品、处理公共事务和提供公共服务等方面，政府已不再是唯一的权力中心，而是存在多个供给主体，如社会组织、公众等，这些公共和私人机构只要权力合法，均有可能成为某个领域的权力中心。因为这样既可以保持公共事务的公共性，又可以通过多种主体的参与，对其所提供的公共产品在性质相似、特征相近的前提下，形成一种竞争或准竞争的关系，从而破除传统观念中由单一主体垄断的局面。生态环境治理的多元共治模式，正是希望通过各个主体间的竞争，迫使其进行自我约束，降低成本，提高服务质量并增强回应性。因为除了运用政府的行政手段、市场的调控手段对生态环境破坏者予以严惩或排斥外，其他自发性成立的绿色环保组织也会通过系列活动对污染物的过度排放者形成一定压力。这些政府、市场与社会之间的良性互动就是多元共治模式的生动体现，使生态环境治理不再步入私有化和国有化的两个极端。在此需要说明的是，多元共治模式并不是排斥政府在生态环境治理中的作用和地位，它是在承认政府强制对于解决生态环境问题有着不可替代的功能的同时，希望政府将部分权力让渡给市场或其他社会组织，充分发挥它们的积极作用，共同解决生态环境恶化的问题。
2. 治理方式的合作性。生态环境多元共治模式的实践，得益于政府在生态环境中管理权力的简化。此处的“简化”一词并非否定政府的作用，相反是要强化政府在生态环境治理中的主导作用，即政府在宏观调控和微观操作层面保持的公正性。同时，各主体通过建立合作、协商的伙伴关系，确立生态环境意识的认同感和共同的生态环境目标。其实质是指建立在生态环境的公共利益、市场原则和价值意识认同的基础上的合作，依赖的是合作网络的权威。这里的合作性有着自己的特征：即一是合作是过程导向的社会性行动，是有着明确方向的连续性过程；二是合作是一种共同的行动，其各主体均是独立而有个性的；三是合作者考虑的是合作行动的总体收益，而非个人期望通过合作过程能创造的收益；四是合作的行为是自主性的体现，即整个合作过程是自主性的实现；五是合作需满足道德的审查和判断，一般不涉足于求助法律；六是合作是一种社会生活，是“人人为我，我为人人”的标志。[6]
3. 治理结构的网络性。原来的生态环境治理模式，政府往往是采取自上而下的方式来与上发号施令，整个治理结构是一种金字塔形，呈现出权力的高度集中、上下级之间关系的极度不平等性。而治理理论则主张政府应该主动走下“神坛”，以开放治理的体系，从而打破公私机构间的界限，将责任与权力赋予其他治理主体，并且逐渐形成一种平等协商、合作互利的伙伴关系。网络性结构的多元共治模式正是将政府组织、私营企业、公众自治组织、利益团体、社会组织等治理主体围绕着生态环境问题，通过对话、协商、讨价还价、谈判、妥协等集体性选择和行为，达成抑制生态环境进一步恶化的治理目标。并建立共同解决生态环境问题的纵向、横向或二者相结合的网络状结构，形成资源共享、彼此依赖、互惠合作的机制与组织结构。此外，在多元共治模式的网络结构中，不同与上述三种模式的科层结构，最关键是在于各主体间拥有共同的逻辑性结构，而并非正式的上下级权威关系；从总体上看，是一种彼此平等、相互依赖的结构，不存在命令等级和科层链条的部分，也没有科层制的形式。[7]
（三）与其他治理模式的比较分析
1. 优势。一是集众所长，能充分发挥政府、市场、社会等各类治理主体的优势，多元共治既承认政府强权、市场调控、企业自觉的作用，却绝不单独依赖谁，而是主张通过综合性手段来解决生态环境问题。换句话说，治理污染生态环境的主因，单靠“堵”是远远不够的，还要通过其他综合性手段来进行“疏”。二是提高效率，在明确了维护生态环境这一公共利益是各类治理主体的义务之后，下一步就是治理成本的大家分担。而这一结果不仅可以下降之前单一主体模式的治理成本，精简治理机构，避免新的浪费，更为重要的是可以提高治理效率，使生态环境治理收到更好更优的实质性效果。三是解决跨区域生态环境治理的难题，生态环境的整体性往往因为区域划分的问题被人为分割，在单一主体模式的治理下，往往会将难以界定的区域环境问题的治理成本转嫁给他方。而多元共治模式不仅可以建立区域政府间的协调机制和竞合意识，还可引入第三方对其达成意向的落实情况进行监督，并通过一定压力使其调整、纠偏。
2. 不足。一是出现治理权利交叠的现象，由于多元共治的治理结构呈网络状，在此间所构成的“权利体系”是相互联系、相互交织的，因此极有可能造成部分治理权利交叠现象的产生。权利交叠现象并非权利的越界，只是在同一个范围内，权利主体在正常行使权利时，出现与他人的权利界限发生交叠，这种现象极易造成权利冲突。二是存在目标差异的冲突，治理主体的多元也预示着目标的多元。在生态环境治理过程中，政府、市场、公众、社会组织等不同的治理主体，可能存在具有不同的利益诉求和不同的治理目标。因为利益是各主体参与生态环境治理的根本动因，而又由于利益归属的不同，自然就会有不同治理目标之间的冲突。三是导致治理问责的困境，由于多元共治强调各主体间关系的相互依赖性，使得政社之间、公私之间的责任边界变得模糊，其结果是难以明确责任主体，最终导致本应由政府承担的公共责任反而出现主体缺位的问题。加之生态环境问题本身就复杂多变，而法律规则的滞后性与不完善性，对问责的对象、内容、依据、程序、时间、标准、范围等也都难以作出明晰的规定。[8]
六、小结
通过对上述几种治理模式各自内涵、特征及优缺点的比较分析，可以看出，多元共治模式无疑是对前三种单一主体治理模式的突破。在生态环境治理的多元共治模式中，既希望政府继续发挥其主导作用，更希望市场调控的积极作用，以及公众、社会组织、企业等社会多元治理主体的优势也得以充分发挥，从而形成合力，促使生态环境治理水平和能力的提升。但与此同时，我们还需谨慎估计生态环境多元共治模式的意义，需研究与之相应的社会制度和文化支撑体系是否建设完善。因为多元共治这一模式得以实践，当前最主要的推动力来自民众对政府、或市场、或社会等单一主体治理模式弊端认识的提高，来自市场调控手段的不断完善、民众参与力量和热情度的增强，来自于政府、市场与社会三者力量的协同与合作。按格里·斯托克对治理概念的总结，治理出现时，权力主体应当是多元的，而多元的权力主体之间存在相互依赖关系。但就目前情形看，生态环境治理的其他主体与政府之间的关系并非相互依赖，更多体现的是一种对政府的依附和服从。无论是市场还是社会，其能掌握与政府进行平等交换的资源并不多，很难实现与政府间的“谈判”或“协商”，只能以“请求”的方式表达利益诉求，求得政府的“恩赐”。既然如此，那这就有必要从辩证学思考，将政府部分治理权力让渡给市场或社会，在生态环境治理中，三者实力相当、机会平等。现有市场调控手段的不断完善与社会力量的逐渐觉醒，既是民间可自由活动空间扩大与可自由支配资源增加的结果，也是政府这一权力核心主动进行制度变革的结果；而公众、社会组织能够进一步获得合法性的“待遇”，更是有赖于政府的作为或“无为”。因此，在生态环境治理中，要通过多元共治的治理模式将各种体制内和体制外、原有的和新生的治理主体进行重塑，政府还应提供相对宽松的环境，减少对其他治理主体的制约，并培训和引导其发展壮大，以更多的协商渠道，实现生态环境的“善治”。
参考文献：
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[2]姜爱林.城市环境治理的发展模式与实践措施[J].国家行政学院学报，2008，（4）：78-81.
[3]Taylor Michael.The Possibility of Cooperation[M].New York：Cam-bridge University Press，1987.
[4]单忠东.中国企业社会责任调查报告（2006）[R].北京：经济科学出版社，2007：138.
[5]刘峰，孔新峰.多中心治理理论的启迪与警示——埃莉诺·奥斯特罗姆获诺贝尔经济学奖的政治学思考[J].行政管理改革，2010，（1）：68-72.
[6]黄爱宝.论府际环境治理中的协作与合作[J].云南行政学院学报，2009，（5）：96-99.
