海洋经济价值范文

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1前言

随着科技的提高和经济全球化的深入，我国海洋渔业稳健发展，海水产品产量逐年增加，从2009年的2797.53万t增长至2016年的3490.15万t。然而，高投入、低效率的传统海洋渔业模式资源利用率低下，导致渔业资源紧张，海洋渔业生态系统供给服务数量下降。随着人口的持续增长，渔业资源压力加大，急需一种新的发展模式来摆脱渔业经济发展困境。渔业循环经济以循环经济理论和渔业可持续发展思想指导海洋渔业经济活动，通过清洁生产技术减少废弃物排放，提高资源重复利用率，实现资源效率最大化，污染排放最小化。发展渔业循环经济是解决渔业发展与资源环境矛盾，实现渔业可持续发展的必然选择。量化循环经济发展的水平是判断渔业循环经济发展质量的主要依据。只有建立科学有效的循环经济评价指标体系，才能对渔业循环经济发展状况进行监测和预测，为渔业循环经济的发展规划提供决策服务。以美国系统生态学家H.T.Odum为首，创立的能值分析方法将系统中不同种类、不可比较的物质流、能量流、货币流和信息流转换成具有统一单位的能值进行分析，利用一系列能值指标分析系统的结构、功能特征与生态经济效益。能值理论能为评估渔业循环经济系统的效益和可持续性及具体实施过程提供一个系统性的框架。目前，国内外已有不少研究者利用能值理论评估农业循环经济、工业循环经济、产业园区等各种循环经济系统。M.T．Brown等提出了一系列能值指标，评价了不同的材料通过“原料循环使用”、“副产物利用”、“适应性再利用”三种回收途径的循环回收效率，研究发现不同的原材料的循环使用潜力不同，适合的循环回收途径不同；精炼提取成本越高的原材料，直接回收利用获得的收益最大。本研究基于传统能值方法，以浙江省舟山市嵊泗列岛贻贝养殖区域为研究对象，建立基于能值理论的循环经济系统指标体系，从企业层面评价渔业循环经济系统的生产效率、循环效率以及对环境的影响，以期为循环渔业的发展提供科学依据。

2研究区概况与数据来源

2.1研究区概况

嵊泗列岛位于杭州湾以东、长江口东南，气候温和，年平均气温约17℃，多年平均降雨量约1209mm，夏季易受台风影响，年太阳辐射量为4683～4927MJ/m2。海域水体肥沃、潮流较急是贻贝的绝佳养殖地。嵊泗海洋特别保护区素有“中国贻贝之乡”之称，截至2018年嵊泗列岛贻贝养殖面积达1484hm2，贻贝产量达159668t，产生了巨大的经济效益。嵊泗列岛贻贝养殖模式主要为深水浮筏养殖，在海面上用浮子和绳索组成浮筏用缆绳固定于海底，使贻贝苗固着在苗绳上悬挂于浮筏。贻贝苗大部分购买于福建等地的育苗场，养殖周期一般为2～3年。然而，在产量逐年增加的同时，占贻贝重量近1/3的贻贝壳被堆积或倾倒至嵊泗列岛附近的海域或海滩，造成严重的环境污染。贻贝壳含有大量的CaCO3，贻贝壳粉可作为钙源添加在饲料中或作土壤改良剂。对废弃贻贝壳进行资源化利用，是形成贻贝产业循环经济至关重要的一步。

2.2数据来源

本研究中用到的数据主要包括两类：（1）水产养殖、水产品加工等实物量数据主要由嵊泗列岛金盟水产养殖专业合作社、景晟贻贝产业发展有限公司提供。渔业产业数据主要来自嵊泗列岛海洋与渔业局以及《中国渔业统计年鉴》；（2）能值转换率（Unitemergyvalue，UEV）主要来自《能值分析与实践》M.T.Brown等以及Buranakarn.V等人的研究，能值转换率均基于能值基准GBE2016（12.0E+24seJ/a）。

3基于能值的循环经济评价指标计算方法

能值是资源、产品和服务等在形成过程中直接和间接消耗的太阳能之量，单位为太阳能焦耳（solaremjoules，sej）。能值分析主要包括系统能值指标分析、系统循环指标分析等，能值投入主要有可更新自然资源R1、不可更新自然资源N、可更新有机能R2和不可更新工业能IMP，在此基础上建立能值指标体系。渔业生态系统常用的能值指标有能值产出率EYR、环境负载率ELR、可持续发展指标ESI及适用于渔业循环经济系统的指标。能值分析方法为评估渔业循环经济的资源利用效率、环境压力和循环经济发展的可行性提供了科学的方法，基于能值理论的循环经济评价指标体系是评价渔业循环经济发展的有效指标。能值产出率（EYR）是指系统产出能值与社会经济投入系统内部的能值（不可更新工业辅助能值与可更新有机能之和）的比值，是衡量一个生产系统资源利用效率的指标。EYR越高表明系统利用资源的效率越高。其计算公式为：EYR=Y/IMP+R2其中，Y为系统的产出能值，IMP为投入系统的不可更新辅助能值，R2为投入系统的可更新有机能。环境负载率（ELR）是指系统投入的不可更新能值与可更新能值之比，表征区域生态系统承受的环境压力。ELR越高，说明系统的经济活动强度越大，区域环境负荷越大。环境负载率的计算公式为：ELR=（IMP+N）/（R1+R2）其中，IMP为投入系统的不可更新辅助能值，N为投入系统的不可更新自然资源，R1为投入系统的可更新自然资源，R2为投入系统的可更新有机能。可持续发展指标（ESI）是系统能值产出率和环境负载率的比值，表征研究系统的可持续发展能力。在一定范围内，ESI越高，单位环境压力下的社会经济效益越好，系统的可持续发展态势越好。资源的可持续发展是经济可持续发展的保障，如果系统为追求经济产值的增长，过分开发不可更新资源，那该系统的可持续发展能力会大大降低。可持续发展指标是地区能值分析评价的关键性指标。计算公式为：ESI=EYR/ELR其中，EYR为能值产出率，ELR为环境负载率。循环收益率（RBR）是将资源转换为原材料的能值与回收循环的能值之比。RBR反应了系统废弃物的回收利用潜力，即废弃物被作为资源投入再生产可节省的能值。RBR低于1时，表示该物质循环利用的能值收益极低。其计算公式为：RBR=（A+B）/F其中，A为养殖贻贝所需的社会经济投入之和，B为收获捕捞成熟贻贝所需的社会经济投入之和，两者之和代表系统原材料提取所需的能值，F为回收循环使用系统废弃物所需的社会经济投入之和。循环产出率（RYR）是循环物质（废弃物）的能值与用于循环的能值之比。RYR可用于评估社会通过资源循环利用效益，它衡量了社会将能值投入循环经济系统后获得的收益。RYR越高，循环经济系统的能值投资收益越好。计算公式为：RYR=（R+A+B+C）/F其中，R为形成原材料（贻贝）所需的环境投入，A为养殖贻贝所需的社会经济投入之和，B为收获捕捞成熟贻贝所需的社会经济投入之和，C为去壳贻贝加工所需的社会经济投入之和，四者之和为废弃物所含的能值，F为回收循环使用系统废弃物所需的社会经济投入之和。填埋/循环收益比（LRR），即填埋某一材料需要的能值与用于循环的能值之比。LRR这一指标反应相比直接填埋，回收循环利用所获得的收益。LRR越大，物质循环对社会收益越大。填埋/循环收益比的计算公式为：LRR=F’/F其中，F’为直接填埋系统废弃物所需的社会经济投入之和，F为回收循环使用系统废弃物所需的社会经济投入之和。

4结果与分析

4.1嵊泗贻贝养殖加工循环经济系统构建

最外面的黑框表示嵊泗列岛贻贝循环经济系统，主要包括养殖系统、去壳贻贝加工系统、贻贝壳粉加工系统等子系统。左侧的是外界投入的可更新自然资源，主要包括太阳辐射能、地热能、潮汐能、风能、雨水化学能等。由于当地无法育出用于养殖的苗种，因此主要从福建购入贻贝苗用于贻贝生产养殖。贻贝从一开始包苗、挂苗、成熟后收获、去壳加工、贻贝壳回收运输到最后的壳粉加工都需要系统外的能源商品投入和人类劳动。

4.2循环经济系统能值流分析

通过计算贻贝养殖加工循环经济系统的物质、能量、货币流动数据，统计汇总出贻贝养殖加工循环经济系统能值表。为避免重复计算，在实际核算时常常将三种初级能流（太阳辐射能、地热能、潮汐能）相加，与次级能值流、第三季能值流的最大值进行对比，取两者的最大值作为驱动系统运作的可更新自然资源能值（R1）。贻贝属于滤食性贝类，潮汐作用所引起的水交换带来的悬浮有机碎屑和依赖于光合作用的单胞藻与原生动物为贻贝的主要饵料来源。苗种、电费和劳动力的能值投入在贻贝养殖中占很大一部分。对传统贻贝养殖加工模式而言，占贻贝重量1/3之多的贻贝壳作为废弃物直接填埋丢弃。而对贻贝循环经济系统而言，贻贝壳作为贻贝壳粉加工子系统的原料投入，最终生产出贻贝壳粉。

4.3渔业循环经济模式的能值指标分析

传统贻贝养殖、传统贻贝养殖加工模式和贻贝循环经济模式的EYR分别为6.65、1.56和4.57，说明传统贻贝养殖模式和贻贝循环经济模式的生产效率较高。贻贝循环经济系统可以开发贻贝的潜在经济能值。延长产业链，加大对废弃贻贝壳的开发，可以达到进一步提高经济效益的目的。通过“资源—产品—再生资源—再加工”的模式来实现“低开采、高利用、低排放”的目标，对进入系统的能量与物质进行最大程度的利用，提高利用率的同时尽可能地减少污染物的排放，进而提高经济运行的效益与质量。环境负载率ELR可评估系统的生态承载能力，当ELR小于或等于2时，由于生产过程产生的影响可被大范围的环境稀释，生产过程对环境产生的压力较小。传统贻贝养殖模式的ELR为1.09，贻贝养殖系统生产过程对环境压力较小。传统的贻贝养殖模式和贻贝循环经济模式的ELR分别为2.62和3.21，这是由于随着产业链的延长，加工环节增加，能源和人类劳务等不可更新工业辅助能投入的增多。传统贻贝养殖模式的ESI为6.11，处于1～10的范围，说明传统贻贝养殖模式具有较好的活力及较大的发展潜力。这是因为贻贝养殖过程无需投放饵料，充分利用了海域生态环境提供的自然资源，系统的可持续发展能力较高。传统贻贝养殖加工模式的ESI为0.60，小于1，表明该模式为高环境负载率的消费型生态经济系统。贻贝循环经济模式的ESI（1.42）大于传统贻贝养殖加工模式的ESI（0.60），说明单位环境压力下贻贝循环经济模式的经济效益更好，贻贝循环经济系统具备一定的可持续性，能兼顾社会与环境效益。能值循环经济指标可用于评价循环经济系统的可行性。本研究中，贻贝的RBR为13.01，RBR大于1说明废弃贻贝壳具有一定的回收利用潜力。贻贝的RYR为32.91，相对较高，表明能值投入循环经济系统的收益较好。贻贝的LRR大于1，表明回收利用废弃贻贝壳从长远来看是大有裨益的。LRR是基于废弃物填埋所用的能值计算的，直接填埋废弃贻贝对整个社会经济系统而言是一种资源的浪费，还会产生处理废弃物的成本。贻贝的LLR为4.62说明相比回收循环利用废弃贻贝壳，社会需要投入4.62倍的能值用于填埋废弃贻贝壳。

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中图分类号：F127 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2012）27-0160-03

当前，海洋经济已经成为广东国民经济的重要组成部分，“加快转型升级、建设幸福广东”将推动广东逐步形成高度依赖海洋的开放型经济体系。国务院将广东省列为全国海洋经济发展试点地区，并于2011年7月原则同意《广东海洋经济综合试验区发展规划》（以下简称《海洋规划》），这为广东海洋经济大发展创造了良好的宏观环境。建立海洋经济运行监测评估系统是《海洋规划》的重要内容之一，开展广东海洋经济综合评价指标体系的研究有利于从多角度对广东省及14个沿海市海洋经济进行评估，引导海洋产业布局优化和结构调整，推动海洋经济综合试验区建设。

一、评价指标体系设计基础

1.数据获取的可行性。广东省将试点构建广东省海洋经济运行数据监测网络、监测海洋经济运行监测系统等内容，建立涉海企业名录库和直报系统，采用多种监测手段，实现对主要海洋产业、海洋科研教育管理服务业、海洋相关产业、海洋经济发展环境等相关信息的采集、审核、汇总和整理等任务，完成对广东省海洋经济运行状况和发展环境的监测，为评估指标的设置提供了数据支持。

2.技术方法的可行性。国民经济运行等各个领域已开展了相关的评价指标体系研究，为广东省海洋经济综合评估指标体系的设置提供了理论和实践的经验。例如，在综合评估方面，中国统计学会（2011）开展了综合发展指数研究，提出了包含经济发展、民生改善、社会进步、生态文明、科技创新、公众评价六个方面45项指标；广东省政府提出建设幸福广东评价指标体系，提出了包括就业和收入、教育和文化、医疗卫生和健康、社会保障、消费和住房、公用设施、社会安全、社会服务、权益保障、人居环境等10个一级指标、45个二级指标、48个三级指标的幸福指标体系；殷克东、方胜民（2008）开展了海洋强国指标体系研究，提出了分设一级指标8个，二级指标49个，三级指标151个，四级指标229个，五级指标104个，六级指标57个的海洋强国指标体系；王冰（2011）开展了海洋经济系统评估指标体系研究，提出了资源体系、产业体系、经济体系、社会体系以及环境体系为一级指标，下设18个分层二级指标，200个三级指标的评估指标体系；国家海洋局对海洋生态文明区建设指标体系（国家海洋局，2011，征求意见稿）提出了海洋经济与资源利用、生态保护与污染防治、公众参与与宣传教育3个一级指标，海洋经济发展资源集约利用、海洋生态保护、海洋污染压力、减灾防灾能力、公众参与、宣传教育等6个二级类指标以及28个三级类鼓励性、选择性、约束性指标。

二、评价指标体系设计原则

海洋经济综合评价指标体系的构建遵循以下指导原则：

1.导向性原则。指标体系要充分反映广东海洋经济综合试验区建设定位以及建设广东海洋经济强省的目标，发挥导向、引领作用，激励各地区进一步增强科学发展意识和发展能力。

2.可操作性原则。指标选择具有代表性，同时兼顾海洋经济运行监测数据的可获得性，使指标可采集、可量化、可对比。指标设置与 “十二五”规划纲要等相关国民经济和社会发展规划指标、国民经济统计指标相衔接，以增强指标体系的实践意义。

3.主客观相结合原则。指标数据设置既包括通过海洋经济运行监测直接获得的企业、行业、地区海洋经济综合发展的客观数据，以客观指标反映地区发展的数量特征，又包括由公众参与构成的主观指标，充分考察公众对海洋经济综合发展的切身感受，提高公众对于海洋经济综合发展的参与度和认可度。

4.开放性原则。评价指标体系作为现实海洋经济运行反映，其第一要义就是要反映海洋经济运行的特点，随着海洋经济运行监测的不断深化，综合评价指标体系的构成将根据实际进行增删完善。

三、评价指标体系构建

目前，对海洋经济综合发展的研究尚处于起步阶段，研究难度较大。本文尝试建立如下的评价指标体系（如表1所示），分为海洋经济竞争力指数、海洋科教创新与转化力指数、海洋生态文明支撑力指数、海洋综合管理能力指数、沿海地区社会发展基础指数等五个准则层，经济增长、结构优化、发展质量、科技发展基础水平、海洋科技成果产出能力、海洋生态活力及结构等16个要素层，共53个指标因子。

1.经济竞争力子系统。经济竞争力子系统是海洋综合发展指数的核心，分为经济增长、结构优化、发展质量三个要素层，共14个指标因子。其中经济增长要素层选取人均海洋生产总值、海洋生产总值指数、海洋产业增加值占全省（沿海地区）海洋GDP的比重作为海洋经济增长的指标因子，以反映广东省海洋经济增长的稳定性、波动率以及在全省海洋经济增长中的贡献率。结构优化选取海洋第二产业产值比重、海洋第三产业产值比重、海洋产业霍夫曼系数、第三产业增长弹性系数等因子反映分析海洋三次产业的结构变动程度、变动方向以及海洋产业所处的发展阶段。发展质量选取海洋产业贡献度、海域使用金收入占财政收入的比重、海洋产业从业人数占全社会就业总人数的比重、海洋产业劳动生产率及劳动要素投入弹性系数等因子反映海洋产业在国民经济、财税、就业等方面的地位。海洋经济发展质量反映海洋经济发展综合效益以及海洋行政主管部门提供公共产品和服务的能力。

2.科教创新子系统。科技进步与海洋经济增长之间存在着一种相互促进又相互制约的辩证关系。科技进步是推动海洋经济结构调整、提高海洋经济效益、加快海洋经济发展的重要动力和手段，也是衡量海洋经济增长质量的重要标志。海洋科技创新与成果转化在很大程度上反映了海洋经济增长潜力和可持续发展能力。海洋科教创新子系统共分为科技发展基础水平、海洋科技成果产出能力、海洋科技转化能力三个要素层，共9个指标因子。其中海洋科技发展基础水平选取海洋科技经费投入强度、海洋每千从业人员拥有技术人员数、海洋科技人员人均科研经费、海洋科研机构数量等因子反映区域海洋科技发展基础及潜力。海洋科技成果产出能力选取海洋科技论文和专著年发表数量、省级以上海洋科技成果鉴定数、年度海洋专利授权量等因子。

3.生态文明子系统。生态文明为海洋经济发展提供支撑。生态文明子系统分为海洋生态活力及结构、海洋资源集约利用、海洋环境保护与灾害防治、海洋文化发展及宣传等四个要素层，共13个指标。

4.综合管理子系统。综合管理子系统分为海洋灾害应急管理能力、海洋事务管理能力、海洋事务服务能力等三个要素层，共9个指标因子。选取预报准确率应急反应、速度满意率、应急措施保障程度满意率、海洋法律、规章及相关规划普及率、海域审批效率满意率海洋执法检查投诉率、执法次数、执法人员数量和海洋行政管理信息化程度等因子，通过公众参与获得公众对海洋综合管理能力的认同程度。

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2.葫芦岛市水产技术推广站，辽宁 葫芦岛125000）

摘要：利用原子荧光光度法测定2013年兴城邴家湾海水增养殖区的海水、沉积物和养殖贝类样品中砷含量，对该养殖区砷污染状况及贝类消费健康风险进行评价。测得该海水增养殖区海水砷含量范围在0.149～1.74 μg/L；沉积物砷含量范围在1.50～2.63 mg/kg；养殖贝类砷含量为0.006 75 mg/kg，均符合国家标准。所产食用贝类砷摄入量占JECFA制定的砷暂定每周可耐受摄入量PTWI值的0.002%；无机砷摄入量占PTWI值的0.005%。结果表明，辽东湾兴城海域所产贝类对消费者引起的砷暴露健康风险很小。

关键词 ：砷；无机砷；养殖贝类；增养殖区

砷是一种常见的有毒有害元素，砷元素在自然界中以多种不同的化合物形式存在，其中无机砷毒性最大。砷在海水和底质中不能被微生物降解而消除，只能以不同形态在水、底质和生物体之间相互迁移转化，并通过食物链逐级积累、放大从而达到危害人体健康的水平[1-2]。目前相关国际组织规定了砷或无机砷的最高限量以保护公众安全。

兴城市邴家湾海水养殖区主要养殖生物为紫贻贝，养殖区面积约1 926.4 hm2，养殖方式为粗放式浮筏养殖。本研究监测了该海水增养殖区的海水、沉积物及养殖贝类体内的砷含量，分析了此渔业环境中砷污染状况，对所产贝类使消费者引起的砷暴露风险进行了评价。

1材料与方法

1.1样品的采集与测定方法

在兴城邴家湾海水增养殖区设置XY-1～XY-7七个站位，其中XY-1～XY-6为个养殖区内监测站位，XY-7为在养殖区外1 000 m范围内设置的对照站位，如图1所示。海水采样分为表、底两个层次。表1详细列出各站位地点、采样时间和采样内容。

利用原子荧光法对海水、沉积物、养殖贝类样品的砷进行测定。测定使用仪器为XGY-1011A型原子荧光光度计。所有样品的采集和分析方法均严格按照《海洋监测规范》[3]进行。

1.2砷污染状况及健康风险评价标准与方法

1.2.1砷污染状况评价方法与标准邴家湾海水增养殖区环境砷污染现状评价方法采用《海水增养殖区监测技术规程》[4]单因子污染指数评价方法。评价标准参照《海水水质标准》(GB3097-1997)[5]；《海洋沉积物质量》(GB18668-2002)[6]；《海洋生物质量》(GB18421-2001)[7]。

1.2.2砷健康风险评价方法与标准砷健康风险评价标准采用JECFA制定的总砷暂定每周可耐受摄入量(PTWI)值为0.050 mg/(kg·bw)，无机砷PTWI值为0.015 mg/(kg·bw) [8]。根据2000年中国总膳食研究成果[9]，北方一区(黑龙江省、辽宁省、河北省)水产类膳食砷摄入量为0.04 μg/(kg bw·d)，水产类外的膳食砷摄入量为3.46 μg/(kg bw·d)；水产类膳食无机砷摄入量为0.02 μg/(kg bw·d)，水产类外的膳食无机砷摄入量为1.46 μg/(kg bw·d)。参考《中国居民膳食营养素参考摄入量》[10]成年男子体重选用63.0 kg。评价无机砷含量以砷含量作为估算，且水产类膳食消费量按100 g(贝肉)/(人·d)。

2结果与讨论

2.1海水、沉积物和养殖贝类砷含量

如表2所示，2013年兴城邴家湾海水增养殖区共采集海水样品56项砷水平在0.149～1.74 μg/L之间。被调查的4个月份中，海水中砷各月份平均含量从高到低的排列顺序为10月＞5月＞8月＞7月。沉积物砷水平在1.50×10-6～2?63×10-6之间。8月被监测的4个沉积物站位中，砷含量从高到低的排列顺序XY-7＞XY-3＞XY-5＞XY-6。选取XY-5站位采集紫贻贝，测得贝类鲜重砷含量为0.006 75 mg/kg。

2.2海水、沉积物和养殖贝类砷污染指数

根据2013年兴城邴家湾海水增养殖区监测结果分别计算各介质砷污染指数见表3。

结果表明，邴家湾海水增养殖区海水、沉积物与养殖贝类尚未受到砷的污染，符合养殖水域环境质量要求。

2.3食用贝类砷和无机砷摄入量估算

2013年兴城邴家湾海水增养殖区贝类砷含量为0.006 75 mg/kg，该养殖区贝类产品消费者砷摄入量估算值见表4。

以砷含量作为无机砷含量，并按100 g(贝肉)/(人·d)计算，食用贝类的砷或无机砷摄入量为0.68 μg/(人·d)，占JECFA相应ADI值的0.002%～0.005%；若水产类膳食以贝类计算，居民膳食砷或无机砷总摄入量占JECFA相应ADI值的0.009%和0.016%。食用该养殖贝类消费者摄入量远远低于JECFA推荐的PTWI值，此贝类消费者引起砷暴露的健康风险很小。

3结论

2013年辽东湾兴城海域增养殖区海水砷含量符合第一类国家海水水质标准，沉积物砷含量符合第一类国家海洋沉积物标准，所产贝类砷含量符合第一类国家海洋生物质量标准。结果表明，该养殖区海水、沉积物和养殖生物均未受到砷污染，可以满足贝类增养殖生产，符合养殖水域环境质量要求。

辽东湾兴城海域增养殖区所产贝类符合有关国际组织对砷或无机砷限量要求，对食用该养殖贝类消费者引起砷暴露的健康风险很小。

参考文献：

[1] 刘天红，王颖，于晓清，等.重金属砷对黄海、渤海主要几种经济贝类影响的研究进展[J].水产学杂志，2011.24(2):57-60

[2] 席英玉，杨妙峰.湄洲湾水域海水、沉积物中砷及重金属的含量分析[J].福建水产,2011,33(4):9-12

[3] GB 17378-2007,海洋监测规范[S].北京:中国标准出版社,2008

[4] 王立俊.海水增养殖区监测技术规程[Z]北京:国家海洋局,2002

[5] GB/T 3097-1997,海水水质标准[S].北京:中国环境科学出版社,1998

[6] GB 18668-2002,海洋沉积物质量[S].北京:中国标准出版社,2002

[7] GB 18421-2001,海洋生物质量[S].北京:中国标准出版社,2002

[8] JECFA,Summary and conclusions of the 61ST Meeting of the Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives[R].JECFA/61/SC,Rome,Italy. 2003

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给环境赋予经济价值，可能是驱使人们帮助保护自然最重要的事情。当政府分配财政资源时，根据的是它所能带来的收益。如果政府并没意识到风景对于旅游业的价值，或沼泽地对于渔业的价值，以及因此而产生的收入，可能就会减少管理这些资源的投资。更糟糕的情形是，如果森林或沼泽地的真正价值未显现出来，政府可能补贴农业用地，从而破坏这些资源。

有人估计沿海及海洋生态系统对全球经济的年贡献为20万亿美元，超过全球所有国家国民生产总值（GNP）的1/3。世界银行的凯瑟琳•塞拉利昂（Katherine Sierra）认为，如果真是如此，各国政府在作出发展规划时明显低估了生态系统的价值。

世界银行另一位人士格伦-玛丽•拉格（Glenn-Marie Lange），于2009年4月6日在华盛顿参加由世界银行组织的会议时，做了一份《环境问题》的报告。她告诉与会者，生态系统恶化的原因之一是生态系统对当地居民的价值较小。结果，人们没有足够的理由精心管理资源。例如，她估计桑给巴尔岛沿海海洋环境所产生的收入只有36%归当地居民，大多数来自渔业；旅游业收入中只有极少部分归当地所有。

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中图分类号F062.1　文献标识码A　文章编号1002-2109(2010)06-0151-04

20世纪90年代以来，我国海洋经济迅猛发展，随之而来的是资源和环境问题。目前，海洋资源退化和海洋环境恶化已成为不争事实，已成为制约海洋经济可持续发展的“瓶颈”。因此，研究探讨海洋经济发展的潜力对于制订未来一段时期内我国海洋经济可持续发展战略具有重要意义。

1　海洋经济发展潜力的涵义

海洋经济发展潜力是指海洋资源用于海洋开发和利用方面的潜在能力。海洋经济发展潜力评价指在一定的技术条件和经济条件下，依据勘察的海洋资源及开发条件信息，对其未来海洋资源进行工业开发利用产生的经济价值进行评估。具体在计算海洋经济发展潜力，应为海洋资源总价值扣除生态环境灾害造成损失后的价值，即：海洋经济发展潜力=海洋资源总价值(未来贴现价值)－海洋生态环境灾害造成的损失。

2　海洋经济发展的资源潜力分析

此处主要评估我国近海主要海洋资源的经济价值潜力，主要海洋资源包括：水产、港址、海洋石油、海盐、滨海景观、滩涂等。以下采用收益还原法对我国主要海洋资源的经济发展潜力进行评估。

2.1　我国近海海洋资源经济价值

2.1.1　海洋渔业资源价值

海洋渔业资源价值评价可采用收益还原法。收益还原法的计算公式如下：

P：A/i=R-C/i　(1)

式中：P表示海洋渔业资源价值；A表示海洋渔业资源开发的纯收益；R表示海洋渔业资源开发的年总收入；c表示海洋渔业资源开发的年总成本；i表示还原利率，理论上需根据一年期银行存款利率加海洋水产资源开发的风险调整值来确定还原利率。但实际计算时，海洋水产资源开发的风险调整值难以估算。因此，可采用多年海洋渔业增加值增长率近似估算。2000～2008年我国海洋渔业增加值增长率范围在3.3％～20％之间，年均增长9.8％。取海洋水产资源开发的风险调整值为3.3％～20％之间，平均为9.8％。一年期银行定期存款利率为2.25％，则可确定还原利率为5.55％～22.25％之间，平均为11.05％。

据测算，我国近海捕捞渔业的最大持续产量为567万t(其中黄渤海捕捞渔业的最大持续产量为103×10t，东海捕捞渔业的最大持续产量为279×104 t，南海北部捕捞渔业的最大持续产量为180×104－190×104 t)。2006年我国海水水产品产量2887.68万t，我国海水养殖产量为1445.64万t，海洋渔业增加值为1708.1亿元。因此，经计算得到海洋渔业资源开发的合理年纯收益近似为1190.5亿元(海洋渔业资源开发的年纯收益近似采用当年海洋渔业的年增加值，其中计算时采用捕捞渔业的最大持续产量和海水养殖产量计算)。因此，根据公式(1)，可得到我国近海渔业资源总价值范围在5350.56亿～21450.45亿元之间，平均价值为10773.76亿元。

2.1.2　港址资源价值

港址资源包括已开发利用的港址资源和未开发利用的港址资源。对于已开发利用的港址，可采用收益还原法评估。港址资源价值评估的计算公式如下：

P=A/i=(R-C)/i　(2)

式中：P表示港址资源价值；A表示港口运营的年纯收益；R表示港口运营的年总收入；C表示港口运营的年总成本；i表示还原利率。参照《建设项目经济评价方法与参数》(第三版)，港址资源开发类建设项目还原利率取8％。

2006年，我国海洋交通运输业增加值为2842.1亿元，则可近似为港址资源开发的年纯收益。根据以上公式，可得到我国港址资源价值为35526.25亿元。

2.1.3　海洋石油资源价值

海洋石油天然气资源价值可采用市场价值法和收益还原法评估。市场价值法的计算公式如下：

P=Pe×Q×r　(3)

式中：P表示资源总储量价值；Pe表示资源单位采出量价值；Q表示资源储量；r表示资源回收率(％)。

2006年，我国沿海地区海洋原油产量3239.91万t，实现增加值668.9亿元，单位海洋石油开采量价值为2064.56元/t。根据2005年国土资源部、国家发改委联合组织的第三次石油资源评价初步结果，目前中国石油资源量为1070多亿t，其中海洋石油资源量为246亿t。假设回收率为30％，采用市场价值评估，则我国海洋石油资源的价值为152364.5亿元。

2.1.4　海盐资源价值

海盐资源价值评估，可采用收益还原法评估。假设海盐生产年收入扣除年成本(包括投资成本、生产成本、税费、劳动者报酬等)后的年纯收益和还原利率不变，海盐资源价值评估的计算公式如下：

P：A/i=R-C/i　(4)

式中：P表示海盐资源价值，A表示海盐生产的年纯收益，R表示海盐开发的年总收入，C表示海盐开发的年总成本，i表示还原利率。还原利率根据一年期银行存款利率加海盐资源开发的风险调整值来确定。但实际计算时，海盐资源开发的风险调整难以估算。因此，可采用多年海洋盐业增加值增长率近似估算。2000年～2008年我国海洋盐业增加值增长率在－1.1％～17.4％之间，平均为3.98％。一年期银行定期存款利率为2.25％，则可确定还原利率范围在1.15％～19.65％之间，平均为6.23％。

2006年，我国海盐产量3100.89万t，海洋盐业增加值44亿元，则近似确定海洋盐业职员开发的年纯收益为44亿元。采用收益还原法，我国沿海海盐资源价值为223.92亿元～3826.09亿元，平均价值为706.26亿元。

2.1.5　滨海旅游资源价值

滨海景观资源价值评估采用或然价值法、收益还原法和成果参照法。2006年，我国滨海旅游业增加值2619.6亿

元，则滨海旅游资源开发的年纯收益近似为2619.6亿元。采用收益还原法，其还原利率根据一年期银行存款利率加滨海旅游资源开发的风险调整值来确定。但实际计算时，滨海旅游资源开发的风险调整难以计算。因此，可采用多年滨海旅游业增加值增长率近似计算。2000年～2008年我国滨海旅游业增加值增长率在0.2％～34.2％之间，平均为14.06％。一年期银行定期存款利率为2.25％，则可确定还原利率范围在2.45％～36.45％之间，平均为16.31％。根据收益还原法计算，我国滨海旅游资源价值为7186.83亿～106922.4亿元，平均价值为16061.31亿元。

2.2　国际海底区域海洋经济发展潜力

根据陈新明，我国在太平洋7.5万平方公里的多金属结核专属区，目前控制了4.2亿t干结核量，11175.52万t锰，406.4万t铜，514.42万t镍，98.49万t钴的资源量，可形成年产300万t干结核、开采周期20年的深海产业。初步测算，投资该规模的产业总资本14亿～19亿美元，回收期7～12年，可获利润40亿～50亿美元。

根据测算，未来国际海底区域海洋经济发展潜力为26亿～36亿美元，平均为31亿美元，约合人民币为212亿元。

3　海洋环境生态损害造成的损失

我国海洋生态环境污染及海洋灾害对经济造成的影响主要表现在：海洋环境污染造成渔业损失、风暴潮和赤潮造成的灾害损失等。

3.1　海洋环境污染造成的渔业损失

我国海洋渔业水域污染事故次数仍然较多，损失较大。根据农业部和国家环境部的《中国渔业生态环境状况公报》，2002～2007年，我国海洋渔业水域污染造成直接损失为2.43～10.8亿元，平均为5.6亿元，海洋天然渔业资源经济损失为27.4～42.7亿元，平均为31.86亿元(见表1)。根据收益还原法，取海洋渔业资源价值评估的还原利率，即5.55％～22.25％，平均11.05％。根据收益还原法，我国海洋环境污染造成的渔业损失总计为493.69亿元～769.37亿元，平均为288.33亿元。

3.2　海洋灾害造成的渔业损失

我国海洋灾害类型主要有风暴潮灾害、灾害性海浪、赤潮、海冰、海平面上升等，其中风暴潮灾害和赤潮对海洋经济影响较为严重。我国沿海风暴潮主要造成沿海养殖业、港口设施等方面损失，赤潮对海水养殖业造成损失。我国2000～2007年风暴潮灾害和赤潮灾害损失(见表2)。2000～2008年我国风暴潮灾害和赤潮灾害造成的经济损失合计平均为133.23亿元。采用收益还原法，取海洋渔业资源价值评估的还原利率，即5.55％～22.25％，平均11.05％。根据收益还原法，我国海洋灾害造成损失的现值为598.79亿元～2400.54亿元，平均为1205.7亿元。

4　海洋经济发展潜力综合分析

通过计算可得，我国海洋经济发展潜力在199737.16亿元～320335.57亿元，平均为214150.1亿元，见表3。

5　结论