关键词：海洋资源；开发利用；海洋环境污染；可持续发展；建议
中图分类号：X834 文献标识码：A
1 引言
。鉴于陆地资源的开发利用日趋极限及陆地生存环境的日益恶化，加上传统的海洋资源丰富理念，人类社会逐渐从陆地回归到海洋，目的是将解决人类社会生产生存发展的问题的希望寄托于海洋。海洋因此也将成为人类赖以生存与发展的空间。海洋资源是自然资源的有机组成部分，具有重要的自然价值、经济价值和社会价值。中国海域纵跨3个温度带，分别为暖温带、亚热带和热带，具有海岸滩涂生态系统和河口、湿地、海岛、红树林、珊瑚礁、上升流及大洋等各种生态系统。中国海洋生物物种、生态类型和群落结构表现为丰富的多样性特性[1]。但海洋资源的地域组合存在很大差异，海洋的开发利用状况不同，海区自然灾害和人类开发所造成的污染程度也有很大差异，因此，要综合分析不同海洋的海洋资源及其开发潜力，充分发挥我国海洋资源优势，在开发中制定严谨的管理法律，加强对海洋资源的保护，以实现海洋资源经济的可持续发展。
2 我国海洋资源概况
人们对海洋资源的理解和定义是随着科学技术的不断进步而产生和发展的。狭义上讲，海洋资源指的是能在海水中生存的生物，溶解于海水中的化学元素和淡水、海水中所蕴藏的能量以及海底的矿产资源。广义的海洋资源，除了上述能量和物质外，还把港湾、海洋航线、水产资源加工、海洋上空的风、海底地热、海洋景观、海洋里的空间乃至海洋的纳污能力都视作海洋资源。因此，海洋资源指海洋所固有的或在海洋内外应力作用下形成并分布在海洋地理区域内的，可供人类开发利用的所有自然资源，范围涵盖海底矿产资源、海洋航运和港口资源、海洋能源、海水和海水化学资源以及海洋生物资源等[2]。
2.1 海洋资源种类划分
海洋资源种类繁多，根据不同的研究需要，可以分成不同种类。根据海洋资源的开发利用，可以将其分成生物资源、矿产资源、化学资源和能源资源；按照海洋资源性质、特点及存在形态，可分为6大类：①海洋生物资源：包括渔业资源、海洋药物资源和珍稀物种资源等。②海底矿产资源：包括金属矿物资源（金属砂矿、基岩金属矿、大洋多金属结核等）、非金属矿产资源（非金属砂矿、海底煤炭磷灰石和海绿石、岩盐等）、石油和天然气资源。③海洋空间资源：包括海岸带区域、港口和交通资源、环境空间资源。④海水资源：包括盐业资源、溶存的化学资源、水资源等。⑤海洋新能源：包括潮汐能资源、波浪能资源、海流能资源、温差和盐能产资源、海上风能资源等。⑥海洋旅游资源：包括海洋自然景观旅游资源、娱乐与运动旅游资源、人类海洋历史遗迹旅游资源、海洋科学旅游资源、海洋自然保护区旅游资源等。
2.2 我国海域概况
我国濒临黄海、东海和南海， 渤海是我国的内海，四海相通总面积为 473万km2。按照《联合国海洋法公约》可划归我国管辖的海域面积近 300 万km2， 相当于我国陆地国土面积的近 1/3。我国大陆岸线长约18000 km，岛屿岸线长约14000km； 我国大陆和岛屿岸线曲折，海区500m2以上的岛屿有 6536个， 面积在10km2以上的海湾有160多个， 宜建港的海湾和大河河口共有118个。
我国海域地跨温带、亚热带和热带， 有大量河流入海， 沿岸水域有机质和营养盐极为丰富， 每平方公里海域年平均生物生产量达到 302 t。我国海域海洋生物物种高达 20278 种， 约占世界海洋生物物种的 1/4 以上； 滩涂浅海生物达 2950种，适合养殖开发的经济生物多达238种。我国海域渔场面积为280万km2， 适宜人工养殖的浅海和滩涂面积共 133 万hm2。我国海底矿物资源比较丰富。估计我国海洋石油资源量约406亿t， 其中近海246亿t、深海160亿t， 海洋天然气资源量为8.4万亿m3。已探明海滨砂矿储量约16.25亿t，其中金属矿为 0.25 亿t、非金属矿为 16 亿t。我国海洋可再生能源理论功率约为 4～5亿kW， 包括潮汐能、波浪能、海流能、温差能等。海水资源主要利用方向是制盐，提取钾、溴、镁等化学元素，海水淡化和海水直接利用等。此外， 我国滨海旅游资源亦很丰富，具有开发价值的旅游景点共有1500多处， 其中有规模较大的海边沙滩 100 多处，重要景区 273 处[3]。
3 我国海洋资源开发现状与海洋环境污
染分析3.1 海洋资源开发现状
近年来，世界上海洋领域备受重视的开发主要集中在海洋油气开采和海洋能源开发利用两个方面。至于其他方面的开发利用程度，尚无商业性的实际进展[4]。
改革开放以来我国海洋经济发展迅速，年均增长速度近20%，国家海洋局公布的《2006年中国海洋经济统计公报》的数据显示，2006年我国海洋生产总值为20958亿元，占同期国内生产总值的10.01%。由此可见，海洋经济已经成为我国经济结构中的重要组成部分[5]。尤其是进入20世纪90年代后，海洋产业发展迅速，海洋经济的增长速度大大超过我国国民经济的增长速度，达20%以上。海洋水产业总值达1445.27亿元，占海洋产业总产值的50.6%；海洋油气业总产值212.74亿元，占海洋产业总产值的7.5%；海洋盐业总产值为45.5亿元，占1.5%；沿海造船业总产值达193.84亿元，占6.8%；海洋交通运输业的总产值达540.6亿元，占18.9%；滨海旅游业收入达419.75亿元，占14.7%[6]。
但是我国海洋资源的开发、利用与发达国家相比总体水平还比较落后，目前中国海洋开发的综合指标仅为3.4%，这不仅低于海洋经济发达国家 14%～17%的水平，而且低于5%的世界平均水平。我国海洋资源开发利用目前主要以矿产资源为主。
沿海省份是我国经济社会发展前沿地区，而海洋资源又是这些省份的独有资源。为了避免海洋资源的过度开发利用，以及海洋生态的破坏，就需要对我国沿海省份海洋资源承载力进行评估，而开展海域承载力的研究将有助于实施海洋可持续发展战略[7]。根据评估的结果对各省份在未来阶段的海洋资源开发提出对策，从而实现我国海洋资源的可持续发展。通过选取19项具有代表性的指标，经过指标数据线性变化法的归一化处理，利用聚类分析的方法，将沿海省份海洋资源承载力分为供给功能、经济功能和环境功能3类，对我国11个沿海省份2008年海洋资源承载力进行比较分析表明，海洋资源承载力最高的是广东和山东，其次是天津、上海、福建、辽宁、江苏、浙江和海南，海洋资源承载力最差的是河北和广西[8]。
3.2 海洋环境污染现状
物种类众多，从形态上分有废水、废渣和废气。。
海洋中约 80% 的污染物质都来自于陆源。一系列数据与事实表明，近海区域正逐渐成为陆源污染的主要纳污场。伴随着工业化进程，许多国家或地区的 90% 以上的废水和 70% 的工业废物，在未经任何处理的情况下排入沿海水域。意大利环境联盟在 20 世纪 90 年代末发表的调查报告中就指出：随着工业发展及人口增加，每天陆地上产生的污水和污物也大量增加。这些污水污物进入海洋后，给海洋生态环境造成极大危害[9]。
随着人类的经济活动不断向海洋迈进，使近海污染状况日益加剧。据全国海洋环境监测网监测，我国近海污染范围不断扩大，氮、磷、石油和有机物污染明显，渤海沿岸有217个排污口，接纳了我国沿海污水排放入海总量的32%和陆源污染物入海总量的47%。据统计，我国每年直接排入近海的工业和生活污水约80亿t，其中石油14.4万t，铅6131t，砷1万t，汞78.5t，使海域污染范围扩大，污染程度加剧。此外，海域污染事件发生频率增加，对海洋环境造成了巨大威胁。据统计，1980～1997年，我国海域共发生赤潮380起，1998年珠江口发生的密氏裸甲藻赤潮，造成养殖业损失达35亿元[10]。同时，由于过量捕捞，海洋中生物的生态平衡也已遭到严重破坏，许多鱼类濒临或已经灭绝（图1）。
目前，我国对海洋资源的开发和利用正处于起步阶段，海洋资源的开发程度较低，并且由于技术等原因开发利用效率不是很高造成了海洋环境的污染，这些污染大致由开发海洋过程的污染和陆源污染组成。海洋污染如不及时治理与维护将造成恶性循环，威胁海洋资源的质量，也将降低其本身的资源利用价值，因此，保护海洋资源迫在眉睫。
由图1可见，我国东部沿海污染较重，同时渤海湾和浙江海域海水污染程度也较重，广州附近海域海水污染程度较小，其中由于渤海是内海，海水的交换能力差，海水的自净能力弱，污染较重。因此在工业布局和设置废水排放点时，应考虑到水体的交换能力，同时分散分布污染物排放地点。
从图2可以看出，径流和点源排放和空气污染在海洋环境污染中占有绝大部分比重，为77%；。因此，对海洋污染的保护要从污染源和传播过程两方面进行着手。
我国海洋资源丰富，但无序的开发会给海洋资源造成巨大损失和破坏，不但不能发挥海洋资源的巨大优势以促进经济增长，而且由于物质在自然界的循环流动会影响海洋甚至整个生态平衡和可持续发展。为此，在开发利用海洋资源时要考虑到海洋的承载力问题，此外，更要加强防治海洋资源开发利用时的环境污染问题，在开发海洋资源时避免盲目性，要增强开采的有序性。充分利用我国丰富的海洋资源，为实现我国海洋资源的可持续发展做出长远规划。
4 对策与建议
我国海域面积辽阔，海洋资源丰富，但人均占有量远低于世界平均水平。合理开发，高效利用海洋资源对于我国国情来讲显得尤为重要。不同海域海区海洋资源承载力不同，在开发利用时应该对海洋资源做出客观合理的评价，进而制定出不同开发利用方案，防止盲目开发。虽然我国对海洋资源开发利用方面有相关的法律条文规定，但并不完善，还存在漏洞，因此，要加强政府的管理力度完善管理措施，加强对海洋资源利用的立法保护。针对海洋资源的可持续开发提出的几点建议。
（1）建立海洋自然保护区，让人们在思想观念中有保护海洋环境的感官认识，进而逐渐在实践中加以实施对海洋资源的保护。建立海洋自然保护区对维护海洋生物多样性和防止海洋污染有重要意义，对维护海洋资源开发的可持续发展有积极促进作用。
（2）加强对海洋资源利用的立法保护。目前，我国在开发利用海洋方面的立法仍然有待完善。
（3）加强对海洋资源和海洋利用方面的知识普及。即加强对海洋环保知识的宣传力度，向整个社会发出倡导，在教育中也要向学生渗透保护海洋资源的思想，整体上提高保护海洋资源，保护环境的观念意识。用实际行动向整个国际社会做出呼吁。
（4）在提高工业废水排放标准的同时也不能忽视生活污水的排放标准，此外还要减少农业中农药的使用量，减少水体富营养化现象尤其是赤潮的发生，这样能够提高海洋的水质，进而提高海洋环境质量。
（5）加强科学技术水平的提高，我国目前在海洋资源开发利用时资源的利用率不高，发生严重的浪费现象，这在很大程度上是由于技术水平与经济发展水平的步伐不一致所导致，技术发展水平落后于现阶段的经济发展要求，因此，要提高资源的利用率，充分利用资源减少浪费现象，首先要提高海洋资源开发利用的技术水平。
（6）调整海洋经济产业结构，综合开发海洋资源，全力开展海洋文化，加强海洋文化软实力水平的提高。
参考文献：
[1]佚 名.中国海洋保护区分布[EB/OL].[2008-03-11].
[7]狄乾斌，韩增林，刘 锴. 海域承载力研究的若干问题[J].地理与地理信息科学，2004，20（5）：51-52.
[8]任光超，杨德利，管红波.国沿海省份海洋资源承载力比较分析[J].黑龙江农业科学，2011（10）：65-68.
东海区是全国海洋倾废许可证发放数量最多的海区,海洋倾倒量以每年约2.8%的速度递增,并在2010年达到自1999年以来倾倒量的最大值。东海区海洋倾倒量约占全国倾倒总量的45%,是全国倾倒量最大的海区(表1)。东海区沿海各省市在海洋倾倒量上的差异较大,其中,上海市沿海倾倒量最大,浙江省次之,福建省较少,江苏省最少(图1)。自1999年以来东海海洋倾倒区的使用总数为54个。东海海洋倾倒区数量约占全国的43%,是我国倾倒区分布最为密集且使用程度最高的海域,因海区内各海域倾倒量不同,对倾倒区的需求也不尽相同,江苏省2个,上海市14个,浙江省12个,福建省6个。
1.2海洋倾倒环境监测概况
多年来对东海区海洋环境状况和海洋倾倒活动的监测结果显示,东海海域多数倾倒区及周边海域的环境状况总体保持正常,水质、沉积物环境质量基本良好,所倾倒的废弃物基本控制在预期的海域范围内,邻近海域底栖生物群落结构及底栖环境状况未因倾倒活动而产生明显变化,海洋倾倒区的基本功能得以继续维持。但个别倾倒区由于倾倒不到位和倾倒区使用不合理导致局部淤浅状况加重;个别倾倒区底栖环境状况异常,致使底栖生物种数、密度和数量明显下降。但近年来,在海洋事业发展、海洋倾倒量增加的压力下,东海区的海洋环境状况正逐渐恶化。根据((2009年东海区海洋环境质量公报》的统计数据,东海区未达到清洁海域水质标准的面积为9.201km,东海区入海主要污染物总量为1216.7万t,严重污染海域集中在长江口、杭州湾、舟山群岛、乐清湾海域,主要超标污染物为无机氮、活性磷酸盐。港湾海水环境质量不容乐观,58.3%的港湾海域属于污染海域,近岸海域超标污染物还包括铅和汞。虽然海域沉积物质量状况总体良好,但个别海域的硫化物、汞、石油类等海洋沉积物质量仍远远超出标准。例如,江苏连云港的局部海域受到石油类的污染,浙江温州的局部海域受到铜的污染,福建厦门局部海域受到汞的污染并且硫化物超标。
1.3海洋倾废执法监督管理概况
为实现对倾倒区的有效监管,东海分局定期或不定期地派出“中国海监”船舶、飞机、车辆和执法人员对倾倒活动开展例行性巡航监视和监督检查。自开展海洋倾废监管以来,海监队伍克服困难,查处了多宗违法倾废案件,较好地维护了海洋倾倒秩序,保护了海洋环境。2002-2007年共检查倾废项目747个,检查次数1562次,发现违法行为81起。2010年,加强对海洋倾倒活动监视和检查力度,对38个倾倒区共开展170余次监视,对倾倒工程开展了320余次跟踪监视和执法检查。发现40余起涉嫌违规倾倒行为,对其中24起案件依法进行了行政处罚。
1.4东海区海洋倾废活动特点
从海区内海洋倾废整体情况来看,东海区在海洋倾倒废弃物许可证、海洋倾倒废弃物数量、海洋倾废区使用数量等方面呈逐年增长的趋势,在全国有关海洋倾废相应的统计数据中所占比重最大,是全国海洋倾废活动最为频繁复杂的区域。从各海域具体倾倒情况来看,倾倒区的分布明显呈现集中的态势。上海是东海沿岸中经济最为发达、海洋活动最频繁的地区,也是海洋倾废各项具体指标所占比例最大的海域。江苏受近海地形限制,港口和海洋建设较少,倾倒量也最少。浙江海域的倾倒活动绝大多数发生在宁波海域,主要由于甬江航道维护所产生的疏浚物大规模倾倒。福建海域中由于厦门港航道建设工程的进行,海洋倾倒量近年来持续增长,多为基建工程疏浚物的倾倒。从上述对东海区海洋倾废活动的分析可以看出,东海海洋倾废活动与区域内的经济发展程度密切相关。海区建设开发项目多的年份,海洋倾废的各项参考系数会随之增加;反之降低。因此,为有效保护海洋环境,东海区必须妥善处理好海洋经济发展与海洋倾废频繁、海洋污染加重的关系。
2存在的问题
2.1倾倒区位置选划不科学,造成海域污染由于在东海选划各倾倒区时缺乏对倾倒区及附近海域自然条件和实际发展情况的全面考察和长远考量,使得一些倾倒区逐渐表现出选划位置不合理、不适宜倾倒的情况。江苏海域受近海地形限制,从连云港到启东无一处倾倒区,仅有的几个倾倒区集中于连云港市近海,在连云港赣榆附近海域已无富余容量来满足工程基建疏浚物处置的需求。随着滨海港、射阳港、大丰港及洋口港的大规模开发使用,亟需处理所产生的疏浚物,而这些区域附近都没有设置倾倒区。上海海域的吴淞口倾倒区北侧已趋于饱和,无法及时稀释和处理倾倒物,影响区域内海洋生物的生存环境。南侧倾倒的废弃物引起回淤,影响航道畅通。随着长江口深水航道工程的发展,北槽延伸段、北港、南槽将成为下一步发展的重点,而这些区域附近的倾倒区容量有限。在浙江海域,甬江口群大型倾倒区地处码头、航道及锚地附近,对附近区域的淤积影响较大,对航行安全不利。舟山岛南侧存在3个小型倾倒区,密度较高,影响附近渔场的渔业养殖和捕捞。深泗金鸡山附近、大洋山南部、甬江口与金塘岛海域等都因工程建设需要有倾倒需求,但这些区域附近无倾倒区或倾倒容量有限,导致大量疏浚物无法妥善处理。福建海域的闽江口倾倒区、湄洲湾倾倒区、泉州湾倾倒区的倾倒物回淤已对深水航道、码头及大型船舶锚地建设产生严重影响,倾倒过程产生的悬浮颗粒对海洋生态和环境也有较大影响。三沙港区、三沙湾外、闽江口外及笠屿海域、围头湾附近、古雷半岛附近、诏安湾等区域倾倒区已无法满足海洋工程建设或沿海开发的需求。
2.2倾倒区地域分布不合理,影响倾倒需求一方面,倾倒区分布不合理。主要表现在长江三角洲附近海域集中了海区内60%的倾倒区,而江苏海域和福建海域内的倾倒区数量少,布局分散。从上述图1中对海区内各海域倾倒量的统计分析可知,上海海域的倾倒量最大,对倾倒区在数量、容量以及分布位置上都有一定的要求。因此,上海海域的倾倒区分布最为集中。江苏和福建海域倾倒量较小,相应的倾倒区数量也少,分布稀疏。倾倒区这种明显集中的分布情况与相应海域的经济发展水平相适应,一定程度上适应了经济较为发达的沿海省市的倾倒要求,但在各海域海洋开发战略进一步实施、海洋发展需求不断增加的今天,倾倒区的这种分布方式反而成为沿海经济发展的障碍。另一方面,倾倒区位置设置不合理。虽然东海海洋倾倒区的数量多,密度大,但受倾倒成本、航运费用等经济因素影响,倾倒区主要集中于12海里以内的近海。鉴于东海区独特的自然资源和区位优势,近海多是捕捞、水产养殖等海洋活动的重要区域,尤其是长江人海口附近分布着我国众多的渔场,也还是大型港口和深水航道的所在地,在此区域倾倒废弃物难免会破坏鱼类产卵、索饵场和洄游通道,对海洋生物资源和生态环境造成严重影响,同时也由于有些倾倒区设置在航道附近,航道附近水流较缓,废弃物的倾倒造成港口、航道与海湾淤积,影响航道使用和航运畅通与安全。
2.3违规倾倒现象严重,影响海洋发展正常秩序近年来,东海区违法、违规的海洋倾废行为主要是无证倾倒、不按照许可证规定倾倒和不按照规定记录倾倒。首先,由于东海海洋倾倒区分布过于集中且数量有限,在进行倾倒作业时经常出现在某个区域集中倾倒和就近倾倒的情况,倾倒物过量和集中堆积也对倾倒区及周围海域的海洋环境造成一定影响。其次,东海区大部分倾倒区使用已有20多年的历史,倾倒的容量日趋饱和,但仍在使用中。如吴淞口北倾倒区是东海区内面积和容量都较大的倾倒区,但目前该倾倒区北部水域无倾倒容量,南部不适合大量地、高频率地倾倒废弃物,管理部门已多次在管理公报中建议封闭,但至今仍在使用。再次,东海的倾倒区大都是为处置疏浚物而选划,随着沿海城市房地产 和管道铺设项目的开工建设,产生大量地质材料需要进行海上倾倒,目前尚没有适用于处理这些物质的倾倒区。最后,由于倾倒量过大,倾倒船只满载疏浚物和废弃物在运载过程中易出现满仓溢流的问题。这些不按规定、不科学、不合理的倾倒行为影响着东海区海洋倾废管理的效果和海域的生态环境。
2.4海洋倾倒管理执行不力,影响管理成效中国海监东海总队根据东海区实际海洋倾倒状况开展专项执法检查,进行行政处罚。船舶巡航是主要监督方式,依据船载倾废仪器的记录,实时监察执行倾倒任务的船只是否按时、按规定在指定区域内完成倾倒作业。但这些执法仪器在生产、安装及数据出具方面的法律效力不足,还未有统一的国家计量认证来进行管理。由于安装成本及程序限制,使得这些执法设备安装不平衡、使用率低以及使用不彻底,难以对倾倒活动实施全面监视。在对违法、违规的海洋倾倒行为做出执法处罚时,东海区行政处罚的执行力度有所欠缺。就倾倒罚款金额收缴来看,所做出行政处罚决定中确定的罚款额度即决定罚款的数量与实际收缴的罚款金额之间总存在差距,海洋倾倒罚款无法按照处罚规定中的数额全额收缴。此外,东海区海洋倾废执法监督中还存在一些问题影响着海洋倾废有效、有序进行。如对个别倾倒区内的倾倒行为监督检查薄弱,仍存在少数违法倾倒行为难以完全禁止;地方保护主义现象的存在,对个别区域内的违规倾倒行为放任自流;由于海域内监管的独立进行使得获取的海洋倾废信息数量少,手段渠道有限,执法装备在数量和质量上都有待提高。
3管理对策
3.1加强对海洋倾废的法制化管理
虽然我国在海洋倾废管理方面陆续出台了《海洋环境保护法》和《海洋倾废管理条例》等法律法规以及《疏浚物海洋倾倒分类标准和评价程序》、《倾废管理条例实施办法》、《倾废区管理暂行规定》等相关的配套管理制度,但随着海洋倾废的逐年增加和日趋复杂,原有的法律规定没有对实际倾废中的细节进行完善,使不法分子钻了法律漏洞进行违规、违法倾倒。为加强对海洋倾废的法制管理,东海分局可在取得国务院或国家海洋局的授权后,根据实际情况制定适用于本海区的区域性管理制度,以国家法律法规为依据,根据区域内倾倒的情况进行细化,进一步制定客观详细的管理规范和标准。东海分局所属各海洋管区、海洋监察站和有关部门充分掌握这种详细的管理法规条文,加强合作,密切配合,形成上下一致、集中统一的法制化管理局面,使海洋倾废进入到有序、有度的良性循环的轨道上来。
3.2科学合理地规划和设置海洋倾废区
。在具体进行倾倒区选划时,东海分局应在选划工作开始之前召开一次相关涉海部门,如渔业局、海事局等和拟使用海洋倾倒区的建设项目业主单位参加的倾倒区预选位置协商研讨会。在充分听取各部门意见后,由海洋主管部门在对海区进行调查研究的基础上,参照选划海洋倾倒区的具体标准,综合考虑,初步确定出倾倒区的位置,再由具有倾倒区选划论证资质的机构针对预选位置开展详细的选划论证工作。通过严格的工作程序,有效地提高倾倒区选划论证工作的科学性和行政决策的正确性。经过相关调查以及专家组研讨,最终将确定选择的倾倒区报国务院或国家海洋局批准,使倾倒区选划论证工作更加具有目的性和针对性,保证倾倒区选划工作更加科学、合理、顺利地开展。为充分发挥倾倒区的价值,合理进行使用,一方面,根据不同类别的倾废区,考察原选划依据是否充分、划区是否合理、对海洋环境影响程度如何等情况,决定海洋倾倒区是保留使用、暂时使用或是暂时封闭和报废4种情况。另一方面,由于东海区所选划的海洋倾倒区面积较大,因此,可试将大倾倒区划分为几个小区,轮流进行倾倒。防止就近倾倒造成倾倒物不均匀分布、局部区域水深增高的现象,有效提高倾倒区空间资源的利用率。最后,明确海洋倾倒区的海域使用权归属,海域使用权是属于倾倒区使用者还是属于海洋行政主管部门,以此保障合法倾倒者的利益,避免倾倒发生海域使用纠纷。
3.3严格控制倾倒数量,修复倾倒区环境
江苏沿海、长三角地区、海峡西岸国家战略开发的实施,海洋开发活动和沿海工程建设增加,远洋航运频繁,使东海区海洋环境面临的压力日益显现,突发和潜在的环境风险增加。由表1对东海海洋倾倒量的统计可知,东海区倾倒废弃物的数量逐年增加,且在全国占较大比重,随着海洋开发与利用的持续不断,需要倾倒的废弃物数量必然会继续增长。东海区海洋倾倒的这一现实使原本已遭受污染、质量恶劣的海洋环境雪上加霜,区域环境压力进一步加大。为此,各级政府要加快建立和完善“陆海统筹”的污染防治体系,有效控制入海废弃物总量,结合围填海和人工岛建设等开发项目,推进海洋废弃物资源化利用,逐步减少向海洋倾倒的数量,缓解东海海洋倾倒区的空间和环境压力,保护区域海洋生态环境。同时,由于随意、不规范的倾倒已对东海个别海洋倾倒区及其周边海域生态环境造成破坏,大部分倾倒区已处于亚健康状态,针对已被污染的倾倒区,海洋倾废主管部门和环保部门要加强对其生态环境的修复工作J,强化监督废弃物倾倒人海的职责,及时将废弃物倾倒后的环境监测结果通报环保部门,积极控制含氮、磷等有毒污染物的废弃物倾倒人海,加强海洋重金属污染防治,使其健康状况得到明显改善,减低海洋污染程度。
3.4加强对海洋倾废活动的执法监督管理
随着近年来违法、违规倾倒案件的不断增加,东海区沿海省市各级海洋主管部门及中国海监机构要紧紧围绕国家总体海洋发展战略和所承担的海洋环保职责,加强对疏浚和倾倒行为的规范和管理,依法严格查处违法行为,提高应对海洋倾废违法、违规行为的能力。在海洋倾废巡航检查方面,一方面,加大巡航检查力度,增加执法船舶数量和巡查频率,扩大巡查范围,尤其加强夜间及节假日巡航执法。建立与海洋管理各部门有效衔接的应急管理体系,完善管理资源储备,加强应急队伍建设和演练,对集中倾倒的区域定期开展风险排查和评估,积极防控突发性违规倾倒事件。另一方面,适当开展专项整治联合执法行动。联合各海域当地执法管理支队和部门,调配执法设备和人员,集中对倾倒区分布密集的区域进行监 视和监管。联合沿海各省市的海洋与渔业部门、港口管理部门以及海事部门进行综合治理。在海洋倾废执法设施及人员配备方面,一方面,首先要出台强制性规定,要求东海海域内进行海洋倾废活动的船舶必须安装倾倒航行数据记录仪,对现行的倾倒船开展全面普查,彻底实行强制安装政策。其次要完善倾废仪生产应用手续及行业技术标准和规范。由国家海洋行政主管部门颁发许可证,各海区选择具有研制生产倾废仪设备经验的技术单位来完成生产和安装]。再次,地方海区应成立倾废仪管理部门,负责海域内海洋倾废船上倾废设备的日常使用和监督检查,发挥其为执法处罚提供事实依据的作用。另一方面,加强对执法人员的全面培训,使其掌握专业技术和方法,提高执法效率。此外,涉海法律、法规及相关制度和规定也是执法人员所必须掌握的,针对不同程度、不同方式的非法倾倒行为,能够依据具体的规定,做出合理适当的行政处罚,并能够按时按规定收缴处罚费,提高执法成效。
[关键词] 近岸海域 质量现状 趋势分析
1 近岸海域环境质量分析
1.1 近岸海域监测概况
1.1.1调查范围
调查站位分布于119°40′00″～120°21′22″，25°49′08″～26°24′00″。
1.1.2海域水质现状调查与评价方法
2004年～2008年3～5月、8～9月、10～11月进行了福建省近岸海域海水水质调查监测，共设65个监测站位。
1.1.3评价项目
海水评价项目有pH、COD、DO、活性磷酸盐、无机氮（亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、氨氮）、汞、铜、铅、镉、石油类等10项指标。
1.1.4评价标准
根据GB3097-1997《海水水质标准》和《近岸海域环境监测技术规范》进行评价。
1.2 福建省近岸海域水质情况
2008年，全省近岸海域65个站位水质状况如下：一、二类海水占58.5％，与2007年的53.9％相比上升了4.6个百分点，三类海水占13.8％，与2007年的7.7％相比上升了6.1个百分点，四类和劣四类海水占27.7％，与2007年的38.4％相比下降了10.7个百分点。福建省近岸海域主要污染因子为无机氮、活性磷酸盐等。
2008年全省近岸海域环境功能区点位数为54个，达标点位为26个，功能达标率为48.1％，与2007年的44.4％相比，上升了3.7个百分点。全省6个主要海域中，莆田海域水域功能达标率最高，为70.0％，宁德海域和厦门海域较低，分别为18.2％和16.7％。
2008年5月、8月、10月监测结果，见表1。调查海区各种营养要素的平面分布趋势相似，并都与盐度的相应分布相反，呈湾内测值高、向湾外有规律地递减的分布状态，反映出调查区的近岸海域各调查要素时空变化特征。
2008年福建省近岸海域水环境质量的主要污染因子仍是无机氮、活性磷酸盐。
表1 福建省近岸海域质量现状（2008年）
2 近岸海域水环境质量变化趋势分析
福建省海域水环境质量变化趋势分析采用2004年～2008年五年海水常规监测数据为基础进行评价分析。根据近五年近岸海域污染源和环境质量现状分析结果，以及海域污染的特点，确定福建近岸海域的主要污染因子为无机氮、活性磷酸盐。
2.1近岸海域陆源污染物入海状况
福建省近岸海域污染源主要来自陆域和海域两大部分，陆源污染源主要有工业废水污染源、生活污染源以及禽畜养殖、农业污染源等，污染物类型主要为COD、氨氮、石油类等。
2.1.1直排海污染源
根据环境统计资料，2008年福建省沿海6个地市直排海污染源（日排放量大于等于100m3），直排海污染源包括工业污染源、生活污染源、畜牧业污染源、集中式污染治理设施、市政污水排放口等，总数66个。其结果见表2。2008年福建省直排海污染源共排放113591.45万吨污水。
2.1.2入海河流
福建省主要入海河流有11条，分别是闽江、九龙江、交溪、晋江、霍童溪、木兰溪、芦溪、龙江、敖江、漳
江、东溪，其中闽江和九龙江的径流量最大。根据2008年福建省环境统计资料，11条河流共向近岸海域排放污水842.33亿吨，入海河流主要污染物入海量见表3。
综合以上分析，近岸海域陆源入海污染物的负荷汇总见表4。
表4 近岸海域陆源入海污染物排放总量估算
从污染物排放总量看，河流污染物入海量大于直排海污染源污染物入海量。进入近岸海域的主要污染物为总氮、氨氮、总磷。
2.2 主要污染物分析
2.2.1无机氮
2008年，福建省近岸海域水质无机氮浓度范围为0.009～
1.870mg/L，均值0.288mg/L，较上年下降7.7％；最高值1.870mg/L出现在福州福清湾海域，超过二类标准的5.2倍，低于去年出现在泉州晋江安海湾海域的最高值（1.944mg/L）。全省无机氮超标率为37.5％，较上年下降6.3个百分点。见图1。
图1 2008年福建省近岸海域水质无机氮浓度平面分布
6个海域中，厦门海域无机氮年均浓度最高0.510mg/L，劣于四类海水水质标准，其次为宁德和泉州海域，莆田、漳州和福州海域达二类海水水质标准。
2008年，近岸海域无机氮平面分布总体呈近岸向远岸、湾内向湾口递减的趋势。其中在闽江口、兴化湾、海坛海峡、泉州湾及九龙江口五个区域形成等值线密集区，等值线梯度变化较高，无机氮浓度变化较大，受陆源污染影响程度较高。
采用Daniel趋势检验的Spearman秩相关系数，分析2004年～2008年全省近岸海域无机氮浓度变化趋势，在α＝0.05显著性水平下，全省海域无机氮年平均浓度与时间的秩相关系数为+0.3，低于秩相关系数临界值(0.90)，上升趋势不显著，见表5。全省近岸海域无机氮变化趋势见图2。
图2 全省近岸海域无机氮变化趋势
2.2.2 活性磷酸盐
2008年，福建省近岸海域活性磷酸盐浓度范围为～0.170mg/L，均值为0.021mg/L，较上年下降12.5％；最高值0.170mg/L出现在福州福清湾海域的监测点，超过二类标准的4.7倍，高于上年出现在莆田兴化湾海域的最高值（0.152mg/L）。全省样品超标率为16.8%，较上年下降2.9个百分点。
2008年福建省近岸海域活性磷酸盐浓度平面分布与无机氮相类似，在三都澳、兴化湾、海坛海峡及泉州湾活性磷酸盐浓度梯度变化较大，九龙江口和闽江口超标面积小但梯度变化也比较大，大部分海域污染物浓度值超过0.03mg/L，超过海水水质的三类标准。
经Spearman趋势检验，在α＝0.05显著性水平下，2004年～2008年全省海域活性磷酸盐年平均浓度与时间的秩相关系数为-0.7，略呈下降趋势，但变化不显著（见表6和图3）。全省海域活性磷酸盐年平均浓度各年度均达到二类海水水质标准，见图4。
图4 全省近岸海域海水活性磷酸盐变化趋势
2.3 近岸海域环境压力分析
2.3.1人口增长和城镇化建设的环境压力
随着海峡西岸经济区建设发展，劳动力需求以及城镇人口的快速增长，福建省特别是沿海地区的人口增长速度将保持在一个较高的水平上，根据《海峡西岸城市群协调发展规划》（2009年），预计到2010年、2020年，城镇化水平分别达到52%和62%以上，城镇人口分别达1900万人和2480万人左右。随着海峡西岸城市群的建设和发展，将引导人口和生产要素向沿海地带集聚，形成带动海西城市群整体发展的核心地带，沿海人口将继续集聚，城镇化进程快速推进。人口增长和城市规模的扩大，环境污染负荷总量将呈增大趋势，近岸海域环境压力也将明显加大。
2.3.2海洋经济及临港工业发展的环境压力
2.3.2.1临港工业发展
根据《福建省“十一五”临港重化工业发展及空间布局专项规划》，福建省将依托深水港口资源，着力培育发展三都澳、罗源湾、闽江口、兴化湾、湄洲湾、泉州湾、厦门湾和东山湾重点产业集聚区和六大临港工业基地。到2010年，基本形成以湄洲湾、东山湾为重点的石化产业基地，以厦门湾、兴化湾为重点的汽车制造基地，以厦门湾、湄洲湾、三都澳、罗源湾为重点的船舶修造基地，以及依托大型深水港口的沿海能源产业基地，临港工业产值占全省规模以上工业总产值的45%以上。到2020年，基本形成以厦门湾、兴化湾为重点的装备机械产业基地，以三都澳、罗源湾、厦门湾为重点的冶金产业基地，以湄洲湾为核心区域的大型林浆纸一体化产业基地。全省临港工业和产业集聚程度更高，临港工业产值占全省规模以上工业总产值的60%以上。
2.3.2.2港口发展
根据《福建省沿海港口布局规划（2008年-2020年）》,沿海港口规划形成以厦门港、福州港为主要港口，泉州港、莆田港、漳州港、宁德港为地区性重要港口的布局。
到2010年，全省沿海建成一批规模化、专业化和信息化程度高的码头，港口资源有机整合，港口结构趋向合理，集约化水平进一步提高，集疏运条件进一步改善，临港产业进一步发展。沿海港口吞吐量超3亿吨，形成2个亿吨大港，集装箱吞吐量超1100万标箱。
到2020年，全省沿海港口的布局、结构和功能趋于完善，具有较强竞争力的集装箱、煤炭、原油、铁矿石、粮食和对台等运输系统基本形成。沿海港口吞吐量超6亿吨，形成3个亿吨大港，集装箱吞吐量达2800万标箱。在海峡西岸经济区建设过程中，港口及临港产业将进入快速发展阶段，工业污染源和海上污染源势必增多，海洋环境保护将面临巨大压力。
2.3.2.3养殖业发展
福建省随着渔业生产的迅速发展，尤其是水产养殖业的蓬勃发展，几十、几百公顷连片的养殖区越来越多，这些大规模、大面积的养殖区为渔业生产的集约化提供了有利的条件，但也给附近水域的环境带来较大的影响。从网箱养殖、对虾养殖和贝类等养殖所产生的COD、氮、磷、碳的数量来年看，是相当可观的，它们也是影响渔业水域环境质量的另一重要的污染源。特别是在养殖密度较大的局部水域，养殖过程产生的残饵和养殖生物排放的COD 、氮、磷已成为近岸海域污染的一个重要因素。
3 近岸海域环境保护对策措施与建议
3.1要加大沿海城镇生活污水和工业废水的治理力度，严格实行总量控制和达标排放制度，沿海城市要建立城市生活污水处理厂，实行达标排放。
3.2采取深海排放方式，特别是临海大型企业的工业废水要经处理后实行深海排放，排污口应选择在海水自净能力强、不影响海水养殖的地方。
3.3加强流域的综合治理，从源头上控制污染物入海，在发展海水养殖业中要科学管理，合理布局，多元养殖，合理投饵，以减少海水养殖业自身污染。
3.4建立海洋环境、资源的有偿使用制度，将近岸海域的环境和资源价格推向市场，解决海洋环境、资源在公平竞争基础上的合理分配，实现资源与环境的有偿使用制度与可持续发展。
3.5进一步开展近岸海域海水水质及海洋生物、海底沉积物中污染因子的调查和监测，了解掌握污染因子在各介质环境中的季节性变化和年度分布趋势以及在空间上的变化规律，为全省强化近岸海域海洋污染的监督管理提供科学的基础资料。
3.6加强海洋综合管理，实现海洋资源开发与环境保护协调发展。
参考文献：
[1] 环境保护部.近岸海域环境监测规范（HJ442-2008）[S].北京:中国环境科学出版社,2008.
关键词:海洋渔业水域环境;现状;保护;修复
海洋渔业水域环境是海洋渔业资源赖以生存和发展的重要物质基础，为鱼类的生长和繁殖提供了必要的生存空间和适宜的生态条件，其状况和变化更是对渔业生产发展起着决定性的作用。保护海洋渔业水域环境不仅是海洋渔业生产可持续发展的需要，也是确保人民群众身体健康的需要。
当前中国海洋渔业水域环境恶化、渔业资源衰退，严重制约了海洋渔业的健康发展。按照科学发展观的要求，必须加强对海洋渔业水域环境的保护，建立并完善海洋渔业水域环境保护的法律制度，维护海洋渔业水域的生态平衡，防止海洋渔业水域环境的污染，改善海洋渔业生物资源的养护载体，实现海洋渔业的可持续发展[1]。为此，本文以中国海洋渔业水域环境的研究现状为中心，从面临的问题、破坏的原因及保护、修复研究等方面就目前中国海洋渔业水域环境的研究及存在的不足加以综合评述，以期对以后的研究工作有所启示。
1中国海洋渔业水域环境现状
由图1可知，2001~2008年，中国未达到清洁水质标准的海域总面积在上下波动中呈现出一定的下降趋势。但是在未达到清洁水质标准的海域总面积下降的表象下，伴随着的却是较清洁海域面积的大幅下降。
污染海域面积特别是中度及严重污染海域面积的比重持续较高。如: 2008年，中国未达到清洁水质标准的海域总面积约为7·2万km2，比2007年减少约2·2万km2，但中度及严重污染海域面积的比重达到31%，与2007年基本持平。可见，中国海洋环境的质量并未出现明显的好转。
图1 2001 ~ 2008年中国不同污染程度海域面积的变化趋势Fig 1 The trend of sea areawith different levelsofpollution during 2001-2008 in China据《2008年中国海洋环境质量公报》[2]显示， 2008年，中国污染海域面积减少，较清洁海域面积增加，但总体污染程度依然较高。全海域未达到清洁海域水质标准面积约13·7万km2，比2007年减少约0·8万km2。较清洁海域、轻度污染海域、中度污染海域和严重污染海域面积分别约为6·5、2·9、1·7和2·5万km2。
严重污染海域主要分布在辽东湾、渤海湾、莱州湾、长江口、杭州湾、珠江口和部分大中城市近岸局部水域。
另外，据《2008年中国近岸海域环境质量公报》[3]显示，中国海洋渔业水域环境状况总体保持稳定，局部渔业水域污染仍比较严重，主要污染物为氮、磷、石油类和铜。中国海洋天然重要渔业水域主要受到无机氮、活性磷酸盐和石油类的污染。无机氮污染以东海区、黄渤海区部分渔业水域和珠江口相对较重;活性磷酸盐污染以东海区、渤海及南海近岸部分渔业水域相对较重;石油类污染以渤海部分渔业水域相对较重。
海水重点养殖区主要受到无机氮、活性磷酸盐和石油类的污染。无机氮污染以东海区和南海区部分养殖水域相对较重;活性磷酸盐污染以东海区部分养殖水域相对较重;石油类污染以南海区和渤海部分养殖水域相对较重。海洋渔业水域沉积物中，主要受到镉、砷、铜和铅的污染。镉、铜污染以东海区和南海区及渤海部分渔业水域相对较重;砷污染以南海区和渤海部分渔业水域相对较重;铅污染以南海区部分渔业水域相对较重。
以上表明，中国海洋渔业水域环境状况总体上保持良好，但局部渔业水域的污染较为严重，海洋渔业水域环境严重受损，海洋渔业经济面临的生态环境十分恶劣(表1)。
2中国海洋渔业水域面临的主要问题及原因2.1中国海洋渔业水域面临的主要问题2. 1. 1渔业水域富营养化，赤潮频发环境污染引起的富营养化使得近年来中国沿海赤潮发生次数增多，发生时间提前或者延长，主要赤潮生物种类增多，总次数和累计影响面积逐年大幅度增加。2008年，中国海域共发生赤潮68次，累计发生面积达到约1·4万km2，造成的直接经济损失约为0·02亿元[4]。赤潮的多发海域北移，已逐渐影响到黄海和渤海海域，且持续的时间呈上升趋势。如:2008年2月，在辽宁省大连湾附近海域就发生了面积达到108 km2的赤潮[4]。赤潮的频繁发生对海洋渔业水域的生态平衡，海洋渔业资源以及人类健康起着巨大的破坏作用。
2.1.2 水产品质量下降，经济损失严重由于海洋渔业水域环境受到污染，一些水产品受到汞、镉、病原体等污染;此外，养殖水体环境恶化，导致病害频繁发生，水产品中的残留污染物出现了致癌物和对人体健康造成严重危害的物质。由渔业水域环境引发的水产品质量问题，已经开始导致中国水产品市场竞争力下降，丧失了部分市场的准入资格，造成了巨大的经济损失。
2.1.3 渔业水域污染事故频繁，渔业损失巨大污染事故主要有溢油污染、化学危险品污染、液化气船重大事故污染等[5]。污染事故对渔业水域环境造成的危害特别大。由此还引发许多社会矛盾，影响渔区的社会稳定。2008年，全国共发生海洋渔业水域污染事故88次，污染面积约1814hm2，造成直接经济损失约3680万元。其中，影响最大的海洋渔业污染事故为: 2008年9月24日，在广东江门川岛以东飞沙州海域，韩国籍货轮“ZEUS”因遭遇台风“黑格比”袭击发生断裂翻沉溢油，造成该海域42家养殖户约4000 m2网箱养殖鱼类受到不同程度的污染，其主要养殖品种芝麻斑、青斑、红鱼、红鱿等大量死亡，经济损失达800万元[4]。
2.1.4 渔业水域生态功能退化，渔业资源衰退海洋渔业资源栖息环境的破坏导致了生物组成结构的变化，生物种群结构趋向单一，生物多样性在不同程度上遭到破坏。监测资料表明:中国海洋生物多样性指数明显降低，生物物种减少;底栖生物生物量下降;传统主要经济鱼类资源先后衰退;水生野生物种、国家保护的水生生物急剧减少和消失[6]。如曾是渤海最重要渔业种类的对虾、小黄鱼、带鱼资源已经严重衰退，而小型中上层鱼类成为渤海的优势种，渤海生物资源结构发生了变化[7]。又如东海传统的渔获物小型化、低龄化和性成熟提早的现象日趋严重，其中小黄鱼和带鱼年渔获量中均以补充群体和幼鱼为主[8]。种类交替、数量下降、渔获个体小型和低质化，严重制约了渔业资源的可持续利用。
2.2中国海洋渔业水域环境破坏原因2.2.1 陆源污染陆源污染是指从陆地向海域排放的对海洋渔业的生长、增殖、索饵造成或者可能造成威胁的污染物，包括工业废水、城镇生活污水、农业废水等点源污染和非点源污染[9]。海洋污染物总量的85%以上来自于陆源污染物[5]。工业废水是渔业水域最严重的污染源，其含有大量的悬浮物、有机物和还原性物质，以及多量的有毒有害物质，工业废水导致的渔业污染事故占总发案率的70%[9]。。
农业废水是指通过大气降水、地表径流的冲刷进入渔业水域的含有大量农药、化肥的废水，其加速水体富营养化进程，该非点源污染对近岸海域的氮、磷污染较大。
2.2.2 养殖业自身污染一方面，海水养殖的生产过程和发展需要清洁、未污染的水质;另一方面，随着近年来养殖产业规模不断扩大，养殖方式由半集约化向高度集约化发展，养殖自身污染问题显露且日渐突出。
养殖区残存的饵料、排泄的废物、施用的化肥等直接影响水体富营养化产生过程，成为诱发局部海域赤潮的原因之一;其次，在养殖的过程中，为预防养殖疾病、清除敌害生物、消毒和抑制有毒有害生物而大量使用化学药品，这些含有不同程度毒物的治疗药物、消毒剂和防腐剂已成为直接影响海洋渔业水域环境的重要因子。
2.2.3 海上事故及不合理的海洋开发由于不可抗力致使船舶触礁、碰撞、搁浅、爆炸等事故，使有害物质进入海洋，对局部海域造成重大污染，这类事故对海洋渔业水域环境造成的危害特别巨大[3]。此外，由于缺乏严格的法规规范和宏观调控，各行业和各类工程建设对海洋水域环境的影响日益加重，尤其是不合理的围涂造地、河口造田、炸岛采石、海底挖砂、海洋倾废排污及违法捕捞，改变了海域的自然地形地貌、底质分布和潮(水)流条件，导致亿万年来自然形成的优越的水产动物产卵场、育肥场和越冬场等逐渐消失，近岸海域生物种类不断减少，海洋和渔业资源日趋衰退，海洋渔业水域环境遭到了不可逆转的损害[9]。例如:中国曾在20世纪50年代和80年代分别掀起了围海造田和发展养虾业两次大规模围海建设热潮，使沿海自然滩涂湿地总面积缩减了约一半。滩涂湿地的自然景观遭到了严重破坏，重要经济鱼、虾、蟹、贝类生息繁衍场所消失，而且大大降低了滩涂湿地调节气候、储水分洪、抵御风暴潮及护岸保田等能力。据不完全统计，中国沿海地区累计已丧失滨海滩涂湿地面积约119万hm2，另因城乡工矿占用湿地约100万hm2，两项之和相当于沿海湿地总面积的50%。对沿海滩涂的破坏面积仍呈逐年上升趋势[5]。
3 海洋渔业水域环境的研究
3.1海洋渔业水域环境保护的研究为维护海洋渔业资源的生态平衡，促进资源、环境的可持续发展，实现海洋渔业水域环境状况的根本好转和渔业经济的健康、快速增长，必须加强对海洋渔业水域环境的保护措施。中国在水域环境污染控制和保护治理方面的研究起步较晚，从目前保护措施的研究成果来看，概况起来主要有如下几点:3.1.1 。
3.1.2 完善保护法规，加强污染源的控制渔业水域环境是一个有机统一体，渔业水域环境保护方面的法规不应仅限于单项的管理控制，而要考虑引起污染的每一方面。中国现有涉及水域环境保护的法规多为单项法规。因此要加快环境保护综合性法规的制订，以法规的形式规定管理机关的责任与权力，建立完善的监督管理约束机制，加强对污染源的控制，实现对污染事故的事后治理向事前防范的转变。
3.1.3 加强修复技术的研究海洋渔业水域环境的恶化已成为制约中国海洋渔业持续发展的主要因素之一，实施海洋渔业水域环境修复工程，恢复海洋渔业水域环境的正常功能将是中国海洋渔业发展亟待解决的非常关键的问题之一。环境修复技术是近年来伴随着环境污染和环境大规模治理的实施而发展起来的。中国的环境修复技术还刚刚起步，但在许多方面已取得了相当的成绩。
3.2海洋渔业水域环境修复的研究环境修复技术有物理修复、化学修复及生物修复。
其中，生物修复方法是利用微生物、植物及其他生物，将环境中的危险性污染物降解为二氧化碳和水或转化为其他无害物质的工程技术系统。相对于物理和化学修复技术来说，具有费用低廉，处理操作简单以及安全性较高等优点，是一项发展潜力较大、环境友好的处理技术，已成为当前环境修复研究的热点及趋势[10]。根据生物修复的生物类群，目前的生物修复可分为:微生物修复、植物修复、动物修复等其他修复技术。
3.2.1 微生物修复技术微生物修复技术就是利用水中的异养微生物分解有机物质。有机物质在微生物特别是细菌产生的各种酶的作用下，经过好氧或厌氧过程，发生一系列化学反应，被逐步降解，最后转化成无机元素(矿化)而被植物吸收利用的技术。Pritchard等[11]利用微生物进行阿拉斯加石油泄漏后的环境修复，取得很好的效果。有学者在筛选环境微生物的基础上寻找功能基因，对构建超级工程菌进行大尺度生态修复进行研究[12-13]。中国也在该基础上启动了渤海典型海岸带生物环境修复技术。在菌类筛选方面，Chakrabarty[14]使用具有四种降解质粒的“多质粒超级菌”，使海上浮油在几个小时内即可降解。李秋芬等[15]从虾池底泥中筛选到10株有机降解菌， 72h内化学耗氧量(COD)去除率分别达到60%和70%以上。
于明等[16]使用光合细菌在富营养化水体治理中也显示出良好的效果。
微生物修复技术在受污染水域的净化和水生生态系统的恢复中具有巨大的功效和独特的优势，优点明显。不过，微生物修复对磷的处理效果有限，而且微生物处理相对于物理化学方法来说处理速度较慢，受处理环境变化的影响较大[17]。目前，微生物修复技术正逐渐从应用机理和基础研究转向实际应用方面，并取得了明显的效果，但仍未真正大规模、大范围地应用到海洋渔业水域环境修复工程中。
3.2.2 植物修复技术植物修复就是利用植物根系(或茎叶)吸收、富集、降解或固定受污染土壤、水体、空气中的污染物，以实现消除或降低污染环境的污染强度，达到修复环境的目的[18]。。与浮游植物和其他清洁生物相比，大型藻类体内的营养贮存机制使其更适合在营养盐波动的水体环境中生长，其不仅能够净化水质，还能与赤潮微藻进行营养竞争，向环境中分泌相生相克类的化合物，抑制赤潮微藻的生长，起到防止赤潮生物爆发性繁殖与增长的作用。Nakai等[19]发现大型海藻海膜(Halymenia floresia)能够持续分泌一种不稳定的、对蓝藻生长具有抑制作用的化合物。Jin等[20]发现石莼(Ulva lactuca)分泌一些化合物，抑制共培养体系中赤潮异湾藻(Heterosigma akashiwo)和塔玛亚历山大藻(Alexandrium tamarense)的生长。Hogetsu等[21]研究发现，大藻(Pistia stratiotes)分泌的相生相克类化合物能够抑制其它藻类的生长，并首次提出利用大藻的克生作用作为微藻生长的控制手段。
植物修复相对于其他修复技术方式有着自身的优点，其适用于大面积、低浓度的污染，成本低，适用范围广，可处理多种污染物和多种环境;是一个自然过程，安全性较高;收获相对容易，而且有相当多的种类可获得额外的经济效益。植物修复的优点让植物修复技术的研究得到不断的加强。但是植物修复过程较慢，营养物质集中在植物体内并没有真正去除，植物的收获需要增加额外的费用，环境因子对植物的生长和去除效率影响较大[17]。
3.2.3 其他生物修复技术除了微生物修复以及植物修复以外，还有动物修复以及一些特殊的生物应用到水域环境中的修复方式，这一类的修复技术主要是通过一些底栖生物或者滤食性生物的摄食习性对水域环境中的有机物利用。。沈新强等[23]通过投放以巨牡蛎(Crassostrea sp·)为主的底栖动物在长江口水域开展底栖生物修复试验的效果明显。此外，多毛类(Poly-chaetes)在海洋生态系统食物链的能量流动和物质循环中处于关键环节，可很好地利用底质中的有机污染物和一些重金属转化为自身的生产力，其作为海洋食物链中的一个分室且生产单元，能够净化底质，使系统内部的废弃物再利用和循环，增加环境生态效益，是海洋渔业水域环境中原位生物修复的重要生物种类[24]。
。
4 展望
良好的海洋渔业水域环境是中国渔业稳定持续发展的基本保证。事实表明，渔业水域环境恶化已经成为新时期中国海洋渔业发展的最主要、最突出的制约因素;是中国海洋渔业由数量型向质量效益型转变的最大障碍;是中国海洋渔业发展战略调整中最急需解决的关键问题。因此，正确认识中国海洋渔业水域环境现状，加强海洋渔业水域环境的保护、修复及相关领域的研究，是中国渔业发展刻不容缓亟待解决的重大关键问题。
4.1 保护措施的研究
渔业水域环境监测为渔政机构对渔业环境的管理提供科学的数据与评价资料，为执法提供可靠的依据，对海洋渔业水域环境保护具有特别重要的意义。中国海洋渔业水域环境监测网络还有待健全，集中的海洋环境监测管理机构也有待建立。今后的研究工作应主要围绕渔业环境有害物质和有害生物有效监测体系的设计和建立，各类环境样品中痕量污染物质快速分析方法的开发，生态环境影响综合评价方法等。
从海洋渔业水域环境保护出发，重点对需优先控制的污染物(有机氯化合物和其它有机污染物、重金属、石油烃、天然毒素、人工药物、病原菌等)开展研究，掌握其在自然水域中对海洋渔业水域环境结构和功能的不利影响。此外，渔业水域环境质量管理是渔业水域生态环境保护工作的一个重要组成部分。今后可通过对渔业环境质量管理技术和措施两方面的研究，为渔业行政主管部门制定渔业环境质量标准体系和相关的法律、法规提供重要的理论支持。
4.2修复技术的研究
在海洋渔业水域环境修复技术的具体使用上，由于各种修复技术都有一定的缺点，一定要合理选取最适合的应用方法。鉴于生物修复的巨大优势，应着重加强这方面的研究工作。如可以把现代生物技术应用到修复生物的改良中，加快生物修复技术规模化、工程化培育等应用技术以及相关领域的研究。
从海洋渔业水域环境修复出发，今后应重点加强修复作用菌的研究，筛选出高效作用菌或利用现代生物技术构建高效基因工程菌;加强环境因子对修复菌的修复能力影响的研究，提高微生物修复在实际应用中的效率;加强微生物修复技术的应用性和大范围推广的研究以及微生物技术在海洋渔业水域环境修复的应用;选择高效、高适应性植物修复品种或通过现代生物技术研究筛选新型修复植物;加强经济修复植物的研究，降低处理成本;加强修复植物的大规模生产培育技术以及实际应用过程中的工程管理技术的研究和推广;结合各种生物修复技术的优缺点，加强对新的生物修复技术及高效综合生物修复技术的研究等。
参考文献
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[2]国家海洋局. 2008年中国海洋环境质量公报[R].北京:国家海洋局，2009.
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[5]王淼，胡本强，辛万光，等.中国海洋环境污染的现状、成因与治理[J].中国海洋大学学报，2006，5，1-6.
[6]唐启升.中国专属经济区海洋生物资源与栖息环境[M].北京:科学出版社，2006.
一、全球淡水资源现状
（一）地球水资源的概况
水乃生命之源，安全的淡水是维持地球上生命的基本要素。所有的生命都依赖于水，有水地球上的万物才得以生存、生长。据统计地球表面2/3被水覆盖，其中咸水占97.47%淡水仅占2.53%.冰川、积雪的淡水难以利用却占淡水总量的87%，而可利用的淡水少之又少主要是分布于地球深部的淡地下水和河流、湖泊、大气水，这些淡水仅占0.26%且最活跃更新最快。如果说缺少石油和其他燃料，我们可以用其他能源来替代，那么，如果没有洁净的淡水，没有干净的可饮用水，我们的未来将会是一个没有未来的未来。国际自然及自然资源保护联盟孟加拉代表爱农。尼沙特在研讨会上说：“如果将世界上所有的水比喻为盛在一加仑罐子里的水，可供人使用的淡水量只相当于一汤匙——大约是总量的0.75%.”在21世纪的开端，地球上有10多亿人根本喝不上干净的水。大约24亿人得不到足够的可饮用水，每年大约还有340万人死于与水有关的疾病。有关专业人士预言：人类面临的下一个生态危机将是淡水资源短缺！
（二）地球上的淡水资源分配极不均衡
联合国和斯德歌摩环境研究所报告1995年世界1/5的人得不到洁净的水。2025年面临缺水困境的人将增至2/3，2050年世界1/3的人得不到洁净水。有些地区大水泛滥，而有的地区却因干旱而导致居民死亡——或者沦落成难民而举家迁移。加拿大有着与中国同样多的水资源，然而加拿大的人口只有中国的2.5%，人均淡水量远高于中国。中国淡水资源总量居世界第四位，人均资源量居世界82位，不到世界水平的1/3.在干燥的博茨瓦纳，水是如此宝贵以至于用“雨水（Pula）”命名自已的货币。
二、水资源短缺的原因
水资源短缺的主要原因大致分为：自然原因和人为原因。在自然原因中水资源全球分布的及不均匀，气候变暖改变区域降水的蒸发格局造成了大气环流失衡，使区域性降水造成了分布不均衡。其次，雨水在时间和空间上的分布更不均匀。
两个原因当中更重要的是人为原因，人类水资源需求总量正在急剧上升的现象这是不可非议的，相反人类人为造成水污染的程度也变得越来越严重。当今水污染是全球淡水资源面临的又一大威胁，清洁、充足的水是极其宝贵的。没有清洁、充足的水，人类就不能生存。但是我们却把清澈、干净的水源作为废物倾倒场，每年向湖泊、河流和海洋倾倒数十亿吨的化学品、金属和有机污染物。同时海上运输过程中的意外事故造成的液体泄漏也给海洋带来了无法挽回的损失。不当的淡水利用也给水资源带来了无形的浪费。在农用方面，农作物的大面积灌溉使淡水造成了大量的流失，这更是一个不可忽视的问题
我们一方面在消耗着越来越多的水，另一方面却在继续忽视水的重要性。这不是我们今天人类应该做的，相反我们需要保护和恢复我们的水质。
三、全球淡水资源的国际保护及保护法取得的进步
20世纪许多战争都是因石油而引起21世纪水将成为引起战争的根源。。全球面临着严峻的水危机，直接危及人类的生存和发展。世界水事委员会提醒大家：“此时此刻，我们面临着世界水资源短缺的危机，而且这种危机只会越来越严重。如果解决不了水源短缺的问题，结果将是粮食价格上升，缺水的国家不得不用昂贵的价格进口粮食，然而缺水的国家大多贫穷落后。”饥饿和干渴也与政治动荡和经济增长缓慢紧密相关。
关于淡水资源的国际保护经历了从单一利用到全方位保护，从保护河流到保护整个水系的发展过程，从创设相对简单和直接的防止重大跨界污染的义务发展到建立广泛的保护共享资源的法律制度。
起初，区域性的或双边的国际条约构成全球淡水资源的利用和保护制度的重要部分。如1978年美国和加拿大两国签订的《美加大湖水质协定》。《协定》的宗旨是“恢复并保护大湖流域生态系统
的、水体的、化学的、物理的和生物学的完善性”。1998年通过的《保护莱茵河公约》，该公约从整体的角度看待莱茵河生态系统的可持续发展，将河流、河流沿岸与河流冲击区域一起考虑。
随后，1966年国际法协会通过了《赫尔辛基规则》是淡水资源的全球保护的里程碑，在条约中提出了现代国际流域的概念，为国际河流的综合利用和环境保护提供了依据。“赫尔辛基规则”宣告国际流域利用的国际法一般原则；确认国际流域内的每个国家都有权利合理公平地利用国际流域内的水资源；提出并界定流域水的自然分成结构水质；各国不应对国际流域内的水造成任何新形式的污染或加重现有的污染程度，从而可能对流域内另一个国家的境内造成严重损害，国家应为减少各种现有的污染采取一切合理的措施，以便不在流域内另一个国家的境内造成损害；关于国际河流利用产生的争端，应按联合国精神以和平解决。1997年根据国际法委员会的条款，联合国大会通过《国际水道非航行利用法公约》这一法典化文件。它包括四方面的内容：（1）适用于所有国际水道的一般规则；（2）实施这些规则的程序规则；（3）关于淡水保护、保持和管理的实质条款；（4）关于水道国缔结协定的条款。该公约的目的保障国际水道的利用、开发、保存、管理和保护，并为当代人及后代人而促进对国际水资源保护。
总的来说，当前国际环境法在国际水资源保护制度上已经构建了一整套原则和规则。对国际淡水资源法律制度的研究对指导国内立法具有积极意义。
四、国际淡水资源的保护法的特点及存在的问题
国际淡水资源保护法在体系机构上所调整的范围不断扩大，渊源构成多样化，在内容上存在着国家与水道国际化之间的矛盾。保护法对淡水资源的保护起到了积极重要的作用但也存在着不足，在已经签署的双边、多边条约执行的不彻底。国际河流委员履行的职责有限，上下游国家利益的平衡问题尚且存在，国际水资源争端的解决存在争议.
我个人认为，国际环境法应与国内环境法在某些方面达成一致。国内环境法无论在归责问题或保证实施上大多都有明确规定，不可否认国际环境法在这些问题上不可能同解决国内法一样，它面临更大的困难，但及早出台相关的法律是刻不容缓的。还有一点值得注意的是，自70年代以后，有发达国家将严重污染环境的项目迁往控制不严格的发展中国家，导致世界上最严重的环境事故接二连三的发生在发展中国家，而这与发展中国家财政收入低下，民众的环境意识低下和管理水平低下有着很大的关系。因此，我们在谴责发达国家这种举动的同时，还应该认识到提高发展中国家的环境保护意识也是迫在眉睫的，只有认识到环保的重要性才能使全世界都积极参与到拯救环境的队伍中来。
世界局势逐渐向多极化的发展，国与国之间的差距在逐渐缩小，通过建立全球关系，迎接环境与发展的挑战，是唯一可行的道路。
结束语：
人类与大自然的关系是密不可分的。无论是几千年以前中西方的自然哲学思想，还是当代全方位环境保护的理念，贯彻于全部历史发展的主旋律就是人类应当与大自然保持一种相互依存、相互作用和相互发展的关系。
环境保护不只是某一国家范围内的任务，是国际各国共同关心的焦点。不论是发展中国家长期深受其害的土地退化、水土流失和沙漠化等问题，还是近年来提上国际议事日程的气候变化、臭氧层耗损和生物物种多样性消失等问题，都以跨越了国家或地区的界限，影响着世界上每一个国家、每一个民族以至每一个人，成为全球性的问题。解决这些问题，需要世界各国和地区协调一致的努力与合作。
发展是人类社会的永恒主题，在此过程中，人类既取得过辉煌的成就，也遭受过无数的挫折和失败。历史已经证明，只有坚持可持续发展的道路，人类与自然才能和谐。只有全世界共同努力，保护我们仅有的水资源，我们才能拥有一个美好的明天。
参考文献：
1.林灿铃著：《国际环境法》人民出版社2004年4月第1版。
【关键词】英美法系 环境刑法 立法 构成特征
【英文摘要】Around 1950s in the 20th century，with advanced protection of environment，the countries such as America，Germany，Japan etc．have strengthened the punishment for environmental crimes by means of criminal code，separate criminal law，and accessory criminal law．International community has made great efforts to protect human environment and strengthen international cooperation．The main feature of punishment for environmental crime in the countries of common law system is to provide environmental punishment clauses by means of accessory criminal law and thus make all kinds of environmental punishment clauses incorporated into administrative law．
【英文关键词】Anglo—American Law System Environment Criminal Law Legislation Feature of Composition
一、英美法系的环境刑法概况
英美法系国家的刑法体系对环境犯罪无明确规定，亦缺乏独立的环境刑事立法。考其原因，系肇始于英美法系所采用的判例法形式，由于缺少制定成文法的传统，{1}（P.157）[1]所以不可能像大陆法系国家那样通过修订刑法典增加环境犯罪的内容，或者制定单独的环境犯罪惩治法。[2]因此，英美法系国家的环境刑法主要以附属刑法为主，即附属在环境行政法条文之中，而不采取另行修订刑法的方式，在具体适用上仍然以普通法及特别刑法的原理为辅助。虽然刑法的制裁模式不尽相同，但与环境行政法相比刑法处于次要的地位。英美两国的环境刑法在英美法系中最具有代表性，概括了英美法系环境刑事立法的总体状况和发展趋势。
在很大程度上英美法系国家的行政机关具有制定环境污染标准的权利，因而，环境刑法的制定受到大量环境行政法的制约。特别是英国非常支持环境保护权力的下放，并且赋予行政机关极大的自主权。行政机关对各种相互交错的环境保护可以制定计划，并随时加以协调指导或干预。这种模式造成刑法不能单独对环境犯罪作出定义，而附加环境犯罪条款的特别环境行政法在惩治环境犯罪方面占有绝对的优势地位，因而成为环境刑法的主流。由于刑法在行政上处于绝对次要的地位，因此，刑罚的目的基本上是行政机关权力的再现。如英国环境保护机关被赋予独立的起诉权，这种法律体系使行政机关具有很大的自决权及实施时与有关部门的合作权，只有在个别情况下，[3]行政机关才会将诉诸刑法作为最后的措施。
；此外，有关破坏环境资源的犯罪亦有较为详细的规定，如破坏森林、破坏野生动物、破坏野生植物、破坏水产资源等等。限于篇幅，本文仅就污染环境犯罪加以论述。
（一）英国的环境刑事立法
英国的环境刑事立法起步较早，对于防止损害人类生命健康的污染环境行为，早就有管制环境污染的制定法。19世纪初期，英国政府基于劳动卫生的观点，率先制定防止空气污染法律。延至1875年整理综合为《公众卫生法》，该法迄今仍为英国环境保护的基本法。在1858～1871年间，污水导致传染病流行，政府不得不谨慎防治公众卫生问题，开始着手水污染立法。先后制定了《地下水利用法》（1865年）和《环境卫生法》（1866年），1874年最初的《河川污染预防法》方始公布。20世纪以来，英国防治环境污染的环境法律体系始告确立{2}（P.213-215）。
在大气污染方面：主要有1956年公布，1958年加以补充的《清洁空气法》、《制碱等工厂法》，以及《放射性物质法》、《汽车使用条例》等。
在水质污染方面：1951年及1960年两度颁布《河流防污法》，集中了过去关于工业及住户废水管理的规定，1963年的《水资源法》对污染水资源的行为亦规定了相应的刑事罚则。。。
在固体废物污染方面：1958年颁布的《垃圾法》规定不许随意倾倒废物。1967年颁布的《公民舒适法》以及1972年颁布的《有毒废物倾倒法》{3}（P.248-250）均对环境犯罪的刑事处罚加以规定。如英国1972年《有毒废物堆放（倾倒）法》第4条规定，如果商业性质的倾倒者在3天之内未通知有关的管理局：废物（在通告中规定的废物）事实上已经堆放了，这将是违法的。负有未做适当通告单责任的人，可以通过证明，尽管他注意随时了解真实情况，但没有理由认为这些废物就是违反通告程序的那种废物，而保护自己。。。1974年《污染控制法》第31节第7条规定：“任何人引起有毒、有害物质进入水体，引起水污染的，应判处不超过二年的监禁或罚金，或二者兼有。”
笔者认为，英国环境刑法的特点有三：其一，环境刑法以环境行政法中的附属刑罚条款为主，由于英国不具有成文法的传统，没有统一的刑法典，因而，有关环境犯罪的刑罚都以大量的环境保护单行法规的规定为准。其二，环境刑法的功能强弱依赖于环境行政法的具体规定。换言之，其环境刑法在实际适用中受到限制。其三，环境刑法处于辅助的地位。只有在环境行政手段难以发挥有效作用时，环境刑法才得以适用。
（二）美国的环境刑事立法
美国环境刑法基本上沿用英国的立法模式，继承了判例法的立法准则。但美国法具有其基于成文宪法所定之三权分立主义，及联邦政府与地方政府（州）分权的原则。所以，美国对于环境污染的立法分为联邦法、州法、地方条例三个部分{5}（P.207）。美国对于公害之联邦立法主要是指，美国国会先后制定和颁布了《水污染法》（1948年），从1952年至1970年经5次修订后改称《清洁水法》、《固体废物处置法》（1965年，后经多次修订改称《资源回收法》）、《清洁空气法》（The clean Air Act）、《有毒物质管制法》（Toxic Substance Control Act）、《国家环境政策法》等一系列环境法。在这些法律中具体规定了各种环境管理措施和污染防治措施，其中不乏严重污染环境行为的刑事规定。在20世纪70年代和80年代初期，美国环境问题不断恶化，严重污染事故频繁，对环境犯罪进行刑事起诉首先是由东北各州政府发起的，联邦政府继而站到了起诉环境犯罪的前列。
《资源保护回收法》（The Resource conservation and Recovery Act）规定的环境犯罪行为载于《美国法典》第42篇第6928节。该节第4条规定：“（1）任何人故意运输或导致运输本节所标明或列举的危险废弃物到没有许可证的设施；（2）故意处理、储存或处置本节所标明或列举的危险废弃物，其中分别为：没有许可证、故意违反许可证所规定的材料情况和要求，故意违反临时性适用规则或标准所规定的材料情况或要求的；（3）在证明符合行政当局规定的申请、标签、证明、记录、报告或许可证或其他文件中，故意隐瞒有关材料信息或对材料作虚假描绘或陈述；（4）故意制造、储存、处理、运输、处置、出口或以其他方式处理危险废弃物或用过多的废弃油，并故意毁坏、篡改、隐瞒或者不报送应当保存或保送的记录、申请、证明、报告或其他文件；（5）没有证明而故意运输或导致运输根据本章应有证明的危险废弃物或用过的废弃油；（6）未经接受国同意故意出口危险废弃物，或在美国和接受国政府签定有关于运输、处理贮存或处置危险废弃物的注意事项、出口和执行程序的国际协定时，以不符合这种协定的方式故意出口危险废弃物；（7）故意贮存、处理、运输户或导致运输、处置或以其他方式处理没有被本节列为危险废弃物的用过的废弃油，而其中分别有两种不同情形：即故意违反许可证所规定的材料情况或要求和故意违反适用规则或标准所规定的材料情况或要求的。。如系再犯，其最高刑包括罚金和监禁都应加倍。 。
《清洁水法》（Clena water Act）中的环境犯罪。《美国法典》第33篇第1319节第3条规定的违反该法污染水域的犯罪行为有四种：
第一，过失违法。任何人过失违反《美国法典》第33篇第1311、1312、1316、1 。。
第二，故意违法。。。
第三，故意危害。。。如系二次定罪，最高刑包括罚金和监禁都应加倍。
第四，虚假陈述。。。
美国环境法的发展以州为主，立法方面亦以各州之立法为适用对象，如对联邦之清洁空气法，各州得引置此少量联邦法于州立法中，各州亦得制定严格之标准。在环境刑法方面，亦由各州决定其规范。如加利福尼亚州刑法典第1章第10节“公害健康及安全罪”对于公害罪犯有除去（removal）之义务，又如怠于是项除去义务者即构成轻罪（Misdemeanor），并有传染病关系之轻罪处罚法规定。纽约州刑法典于1881年完成Public Nuisance（公害）犯罪处罚规定后，于1909年编入法律88新法典，1965年又经废止，另编入整理综合法第5章“特殊犯罪”第204条“公共秩序罪”迄今{8}（P.210-211）。以纽约州环境刑法之体例言，技术上，对环境法违背之制裁乃置于最后，如Environmental Conservation Law，其第71条即为“法律之适用（法律之执行），”其第19项及第21项对环境犯罪形态有最多情况之适用{9}（P.417）。。几乎所有犯罪均被明列。
笔者认为，美国环境刑法仅为名目详细完整之刑事罚则总汇，虽然涉及范围较广，但并非完备。美国环境刑法对环境犯罪的适用，属于辅的附属刑法。许多学者甚至怀疑刑法在环境保护上的实际价值，特别是在行为人犯罪证明上的困难。在美国环境刑法整体虽属次要，但美国法建立的环境环保预防程序，如环境影响评估，禁止命令；在民事程序方面的集体诉讼（或称代表诉讼）等，均可取代刑法的运作{10}。
二、英美法系环境犯罪的构成特征
英国、美国和加拿大等国皆以行政法中的附属刑罚来惩治环境犯罪，虽刑法的制裁模式不尽相同，但均处于辅助行政管制法及民法的次要地位{11}。仅以附属刑法为对策，而不采用另行修订刑法的方式。英美法系国家在环境犯罪的制裁上，既有独到之处又各具特色。
（一）环境犯罪的客观特征
在犯罪处罚范围上，有关污染犯罪处罚的规定，除处罚现行犯以外，也处罚未遂行为。有时环境犯罪预备事实亦有法律规定应视为犯法者，此较传统刑法对未遂行为的处罚更广。确定环境犯罪刑事责任的关键问题，在于必须证明犯罪行为与损害结果之间是否具有因果关系。除一般污染犯罪的因果关系以外，大多数环境犯罪因果关系的证明相当困难，尤其涉及证明因长期潜伏性的污染或扩散性的污染损害，困扰尤甚。如加拿大，其刑事法迥异于民事法的旧果关系证明法则，对污染犯罪采取单纯的推定责任。只要在法庭上能就采样分析的结果提出证明者，即构成犯罪（推定因果关系）。加拿大1970年《水防治法》规定，被告若不能举出反证，则分析证明书或报告书上陈述之事实，推定其具有因果关系，而构成之事实。澳大利亚法则与之相反，澳洲1972年《清洁水法》，将举证责任置于原告。该法规定水污染事实经行政机关证明确违法超过法规上之标准界限而赋予原告权利时，原告（受害人）仍应提出“决定性之推定”事实，以证明系被告的行为导致水污染。澳大利亚新南威尔士州1989年《环境犯罪与惩治法》第7条规定，“危害行为的发生是由于行为人无法控制的原因和行为人对于其发生不可能采取防备措施。。
（二）环境犯罪的主观特征
英美法系国家对环境犯罪主观要件的认定，理论界和实务界存有不同的认识。
第一，环境犯罪的构成是否以故意为必要。美国法院实务意见分歧；学说趋于否定 美国《清洁空气法》规定了对故意犯法者的刑事处罚（第113条（c）：下列违法行为：一是发生在以联邦名义的期间；二是发生在接到违法通知的30天以后；三是坚持不遵守环保局长的命令；被认为是“故意”违法行为{13}（P.202）。《有毒物质管制法》第150条亦规定对污染人之刑事处罚需要犯罪的故意，即：（1）违反有关化学品的检验、产前通知、危险化学品管制和石棉污染控制的规定；（2）知道或有理由知道有关化学品的生产、加工或分配违反法律规定而使用该化学品；（3）违反关于建立、保存和报告资料的规定；四是拒绝和妨碍现场检查。。{14}（P.511）法院实务在适用的解释上，对污染事实有时并不要求证明负责的行政人员或企业高级管理人员有故意的动机，才应负刑事责任。但有时法院却持相反见解，认为需证明故意的存在。
然而，学理上基于环境刑事政策的理由，认为应依客观刑事责任予以制裁。刑事政策上所持之观点：一是上述负责人负有防止其下属违法的业务，刑事制裁正可从激励其为切实有效的监督。二是若于下属监督困难，对环境损害的犯罪行为，该等负责的主管亦应视为其职责风险的一部分，因对环境造成污染损害，实亦间接使企业受惠。三是由于证明行政人员或企业主管的故意、放纵或任意的行为颇为困难，则客观责任原则正可弥补其欠缺。
英国法院实务及学说均认为无须故意。其1951年《河流污染防治法》第2条（1）有关刑罚之规定最为重要，其后续规定于1974年之《污染管制法》第21条（1）、第32条（1），对其条文规定的解释有关环境犯罪判决先例1972年Alpgacell诉woodward一案，采取客观主义，认为行为人的犯罪意思（mens rea）并非构成环境犯罪的条件（本案为制纸工厂由于废水过滤器阻塞，致废水溢入河流，排放超过管制法标准，造成污染之犯罪行为），工厂不得以欠缺知情或非故意，而逃脱刑事责任{15}。在这种情况中，上议院认为在反对违反《河流放污染法》引起河流污染行为定罪之前，任何知识意图及过失证据都是没有必要的{16}（P.21）。
第二，环境犯罪的构成是否以过失为必要条件，以及无过失责任或严格责任原则的适用问题。在美国只要有最低限度的过失行为，就足以构成犯罪。如《水污染管制法》第309条（c）（1）（2）规定，犯罪行为除非行政官署证明为故意或过失，否则不得为该法制裁的对象。有美国学者强调，企业管理人公害污染的行为，无须有犯罪故意，只要有轻度错误，足为制裁的对象，以便进行有效管制。在美国法实务上，环境犯罪最少应以过失为构成的要件。无过失责任，或严格责任在立法体例上，通常规定于个别法规中，而少作为普遍刑事制裁的责任基础。
过失责任与无过失责任，在制定法律或法院在适用及解释法律上其作为决定的标准有二：一是，事项在应受制裁的轻重上加以区别。原则上，无过失责任的制裁应适用于规范事项较重大的情形。相反，无过失责任基础的适用，则适用于非重大事项上。故在法律规定上，应为某项行为，若未作为，即构成犯罪，其决定即在于该事项损害结果可能导致刑罚的轻最为准；二是，以规范事项通常发生损害严重的情况程度作为区别其究应无过失责任或过失责任为基础。若损害的性质及其结果，已无庸在问行为人的过失或故意动机者（如重大保育需要），则应以无过失责任为基础。反之，以过失责任为基础。立法如何能够延展其刑事责任至无罪者身上?
在这方面，美国工业界扮演了主要角色，经他们努力，美国联邦刑法建议案（The Proposed Federal Criminal Code）已取消对健康及生命安全危害的无过失责任。当美国刑事立法已将“故意原则”适用于环境犯罪时，加拿大的刑法条文仍然采用无过失原则{17}（P.78）。
在英国早期已采用过失责任原则，如1895年Sherras诉de Rutzen一案。判决略称：“法律的主旨若系为公益目的而规范特定的活动者，可解释为立法者意欲就该类活动设定独立于以过失以外的责任基础。故可推断，除非该等活动本身确遵守所规范的法律或命令，否则该等法律或命令实无法有效受适用……。规范防制社会恶化的法律，并不能藉此认为立法者于该法律蕴含有设立独立于过失以外的责任制度，而更应进一步试求解答。若以过失责任以外的责任基础适用于被告的行为，是否即能对该法律或命令的遵守有所贡献。”故法院或法律规定，允许被告为细腻举证，并得引用正当事实作为特别防卫方法时，则法院之态度及法律之规定，即近乎过失责任基础之意义。但1972年Alpgacell一案为过失责任原则解释的不同情况，自此案结束后，对水污染防制犯罪规定，法院采无过失责任原则。英国最高法院判称本案即属严格责任（Strict Liability），无需有犯罪意思的介入。但被告若能证明系由第三人的行为所造成，或有不可抗力原因介入，则被告得免除刑事责任。如1975年Price诉Cromick一案（废水池溢出废水导致河流污染及河鱼死亡）即为适例。
英国1956年《清洁空气法》已有关于造成烟窗冒浓烟的禁止规定，违者即应负过失责任以外的无过失刑事责任。对这两个案件法院均解释为，行政管制法上的刑罚是基于客观或者责任基础。其规定乃在避免过失责任举证的困难，犯罪无须以故意为构成要件。澳大利亚《空气污染防治法》的刑罚规定与英国相同，但于法律适用解释上比较严格。如window 诉 The Phosphate Co-operative Co．of Austral Ltd．案涉及置于室内地下坑之硫矿物发生燃烧而生二氧化物有毒气体，导致相邻居民呕吐、不适。一审法院判决被告应负刑事责任。但最高法院认为，此案客观责任虽无庸证被告有帮意，但仍应证明发生燃烧系被告的积极行为若因其行为的介入所造成空气污染，才能使被告入罪，使行政管制法的刑罚得以适用。{18}（P.139-142）
（三）环境犯罪的主体特征
英美法系国家普遍认为，环境犯罪的主体既包和知自然人也包括法检，尤以法人环境犯罪更为常见。在英美法的领域中，企业的刑事责任秒以不同的面貌被认知的，而由“视为同一理论”（identification theory；亦称另一自我原则alter-ego doctrine）加以催生。在本质上，自然人的犯罪行为及其犯罪意图被视为相当于公司自己的处理不当，而个人的罪行因“责任原则”（亦称“监督责任原则”）的适用，便于工作转嫁于公司，而须为其雇员的不法行为负责{19}（P.306）。故英美法制国家的立法例对法人应为环境刑事责任的主体均持肯定态度。
持赞成说者仍可分为两种观点：其一，间接说——非直拆毁认为法人应为环境刑事责任的主体。认为法人于若士例外情况下为规避其责任，常有利用第三人的行为或事实为掩护或转移其责任者。如前述无过失责任的结构，常以“若能证明损害事实系由第三人的行为所造成的，即可免责”为减轻责任人的过分负担。企业藉此可以免除因其受雇人行为所造成的损害责任。为避免这一漏洞，应间接承认受雇人侵害环境的犯罪行为即为法人应负违法的责任，除非能证明受雇人的行为是企业全然不知、非所同意或已尽预防之措施。其二，直接说——企业（法人）本身即应视为犯罪主体，应由企业组织体中成员之一承担责任。企业与自然人被视为“同一人”（alter ego），所以，应作为责任主体。然而，这一学说仅适用故意或过失犯罪，因为，企业在行为决策过程中具有重要影响。但企业之负担刑事责任，仅于犯罪之人而且限于国营企业的行政人员，或为私营企业的重要股东，或为总经理的行为所造成者企业本身使被视为“同人”。至于由一般通常职位较低的受雇人行为所造成的环境犯罪，不能视法人为犯罪主体{20}。
不能否认的是，有证据显示：白领阶层之犯罪责任有往低阶层的职员推卸之倾向，而大公司则往往把责任推给个人或附属机构{21}（P．80）。目前英美法系各国的政策显示，环境刑法比较注重对公司内有权控制污染及作出决策的人员科以刑罚，同时还对公司本身予以起诉，美国即采取这种政策。值得争辩的是，科以徒刑或罚金是否为最有效的制裁方法。在美国，行为人主观上具有明知或故意是构成环境犯罪的要件之一，因此，在公司体系内确定哪一个职员具有决策权，且滥用权力使公司违反环境刑法构成环境犯罪的确是一个疑难问题。
【注释】
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[2]1980年《德国刑法典》第28章专门规定了污染环境罪；1989年1月1日生效的《奥地利刑法典》最终以修正刑法的方式完成了环境犯罪的刑事立法，该法第180—183（b）条规定了故意侵害环境、过失侵害环境等环境犯罪的内容；1970年日本颁布的《关于危害人体健康的公害犯罪基本法》（又称《公害罪法》）是惩治环境犯罪的单行刑法。
[3]这种情况是指：行为人反复触犯法规，而且不与行政机关合作，或者发生引起公众普遍注意的环境危害时，行政机关求助刑法解决的情形。