海洋生态损害评估
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海洋生态损害评估范文第1篇
【英文摘要】Section 2，Article 90 of China’s Marine Environmental Protection Law provides for the legal remedy for marine ecological damage. But due to the too simple provision of this clause， many issues arising in practice. Those existing international treaties on the oil pollution damage by ships don’t cover the marine ecological damage. Meanwhile， some domestic courts of some countries have had relevant judicial practice. So， it is urgent to establish a set of new rules on marine ecological damage in China， specifying the exact claimants， the scope for compensation and the measure of indemnity， with the aim to provide an effective legal remedy for marine ecological damage.
【英文关键词】marine ecological damage; legal remedy
【正文】
随着经济的持续快速发展，我国水上交通、石油勘探开发、海洋渔业等生产活动日益繁忙，船舶突发事故引发的重大溢油风险不断加大。另一方面，近年来，随着石油消耗量的急速上升，我国已经成为石油进口大国。庞大的进口石油主要通过海上船舶运输进入我国境内，因而在我国海域发生溢油事故的概率大幅上升。国家环境部公布的2006年和2007年中国近岸海域环境质量公报显示，2006年全国沿海发生船舶污染事故124起，总溢油量1216吨，其中50吨以上的石油和化学品污染事故5起。2007年全国沿海发生船舶污染事故107起，其中发生0.1吨以上溢油事故38起，总溢油量748~898吨，50吨以上重大溢油事故5起。频发的船舶溢油事故使我国海域本就令人堪忧的生态环境状况雪上加霜。
一、海洋生态损害的涵义
客观地说，目前学界尚没有对“生态损害”这一术语有一个统一的界定。国外有许多学者试图为生态损害下一个学理定义。如拉恩施泰因(Lahnstein)博士认为，“生态损害指对自然的物质性损伤，具体而言，即为对土壤、水、空气、气候和景观以及生活于其中的动植物和他们间相互作用的损害。也就是对生态系统及其组成部分的人为的显著损伤。”[1]
从国内外相关立法和学者们所使用的措辞来看，“生态损害”(ecological damage) 、“纯生态损害”(pure ecological damage) 、“环境本身的损害”(damage to the environment per se) 、“环境损害”(environmental damage) 、“纯环境损害”(pure environmental damage) 、“环境损伤”(impairment of the environment) 及“自然资源损害”(natural resource damage ， NRD) 是经常被混合使用的术语。
其中“生态损害”是欧洲学者所经常使用的，而“自然资源损害”是美国法上和美国学者经常使用的一个概念。如美国1990 年的《油污法》(Oil Pollution Act ， 简称OPA)第2702 条b 款第2项所使用的“自然资源损害”，指“对自然资源的侵害、破坏、丧失或者丧失对自然资源的使用，包括对损害评估的合理费用”。
而“纯生态损害”、“纯环境损害”和“环境损伤”通常被用来指代对环境本身的损害，其侵害行为的对象一般指那些无主的生态环境要素。冠以“纯”字以后，它们都特指那些不以受害者的人身伤害或财产损害为条件而产生的损害。[2]
海洋环境包括海水、溶解和悬浮于水中的物质、海底沉积物和生活于海洋中的生物。根据我国《海洋环境保护法》第95条第1款，海洋环境污染损害是指直接或者间接地把物质或者能量引入海洋环境，产生损害海洋生物资源、危害人体健康、妨害渔业和海上其他合法活动、损害海水使用素质和减损环境质量等有害影响。笔者认为，其中的“损害海洋生物资源”、“损害海水使用素质”及“减损环境质量”这些有害影响就是海洋生态损害的具体表现。
二、立法过于原则带来实践中的困惑
对海洋生态损害的救济问题我国法律已有规定。《海洋环境保护法》第90 条第2款规定，对破坏海洋生态、海洋水产资源、海洋保护区， 给国家造成重大损失的， 由依照该法规定行使海洋环境监督管理权的部门代表国家对责任者提出损害赔偿要求。但该款规定过于简单原则，可操作性不强，造成实践中的诸多困惑和无奈。
例如，2002年11月23日，马耳他籍“塔斯曼海”轮装载8万吨原油在渤海湾与中国籍“顺凯1号”轮相撞，约200吨原油泄漏，造成我国渤海海域的大面积严重污染，对海洋生态环境构成了巨大的威胁。由此引发了一场历时两年，涉及十个案件1500余个原告、涉案标的达1.7亿元人民币的油污损害赔偿纠纷案件。由于此案是我国加入《国际油污损害民事责任公约》后，第一例根据该《公约》向外国公司保险人进行索赔的案件，也是我国海洋行政管理部门在法律框架内提出首例涉外海洋生态侵权损害民事索赔的案件，开创了维护我国海洋生态环境权益的先河，因此此案当时引起全国媒体的普遍关注。
经过多次开庭审理，在事发两年后，2004年12月30日，天津海事法院对该案的10个案件依法做出一审判决，判令被告“塔斯曼海”轮船东及伦敦汽船船东互保协会连带赔偿原告天津市海洋局海洋生态损失近千万元（其中海洋环境容量损失750.58万元，调查、监测、评估费及生物修复研究经费245.23万元，共计995.81万元）；赔偿天津市渔政渔港监督管理处渔业资源损失 1500余万元；赔偿遭受损失的 1490名渔民和养殖户1700余万元，此次索赔案的最终赔偿金额共计 4209万余元。[3]但由于涉及海洋生态损害赔偿的两个案件，即以天津市海洋局和天津市渔政渔港监督管理处为原告的两个案件，原、被告双方均不服一审判决，上诉至天津市高级人民法院，时至今日，目前仍在审理当中，未有最终判决。
又如阿提哥号案。2005年4月3日，一艘满载原油的葡萄牙籍油轮阿提哥号，在进入大连新港时意外触礁，导致大量原油泄漏，海域受污染，附近114家养殖企业和个体养殖户提请索赔诉讼，起诉标的额一度高达近10亿元。经过历时3年多的审理，到2009年5月已经陆续有104家养殖企业和个体养殖户与被告方达成调解协议。但是，由大连市海洋与渔业局代表国家提出的海洋生态损害赔偿诉讼，目前仍在大连海事法院等待判决。[4]
当前，在中国海域发生的吨级以上溢油污染事件越来越频繁，但提起海洋生态损害赔偿诉讼的案件并不多。而这些屈指可数的起诉案件却往往陷入旷日持久的争讼，久拖不决，悬而未决。这充分暴露出我国海洋生态损害索赔制度存在的问题。从表面上看，当事双方争议的焦点主要是海洋生态价值的评估问题，即海洋生态损害赔偿民事诉讼的证据制度问题，其实从更深层次说明了目前我国该诉讼制度不健全的问题，包括实体法的欠缺， 比如诉讼主体地位不明确赔偿标准尚不完备等问题。而这导致的后果是因为海洋生态损害的无人买单而使我国本已恶化的海洋生态环境更加脆弱不堪。因此完善我国海洋生态损害救济制度迫在眉睫。
三、法律适用问题
在《国际油污损害民事责任公约》和《设立国际油污损害赔偿基金公约》多 年的实践和发展中，就溢油导致的海洋生态损害赔偿而言，公约的条款规定经历了：从未明确考量该问题，到原则上排除环境本身的损害，仅赔偿“合理”的清除费用和环境恢复费用的发展。[5]对此，曾有著名的国际环境法学者评论道：“无论环境保护国际公约的目的是预防，还是减轻对环境本身的损害，但多数民事责任国际公约的目的并不是建立对环境损害的赔偿责任，而是对通过环境损害（这个媒介）导致的人类、他们的财产和他们的经济状况的损害的赔偿责任。在那些被搁置于图书馆的公约中，对环境本身的损害通常仅通过‘清除危险物质费用’和‘环境恢复费用’的赔偿等术语予以反映，这固然可以成为可能；但当无法清除和恢复时，对环境本身损害的赔偿却成为不可能。”。[6]
笔者认为，《国际油污损害民事责任公约》和《设立国际油污损害赔偿基金公约》及其系列议定书设立的目的是为油污而造成的船舶之外的损失和损害提供救济，这种损失和损害仅指人身损害和财产损失，这种民事责任所奉行的是补偿性和责任限制原则。由于受其设计初衷所限，这些公约并没有考虑对生态损害（或环境损害）的救济问题，其规定也不适用于对生态损害提供法律救济。例如，生态损害赔偿不适用责任限制原则。这一点在2008年5月起施行的《最高人民法院关于审理船舶碰撞纠纷案件若干问题的规定》中已有体现。[7]可以说，目前在海洋溢油生态损害赔偿方面尚没有可以有效适用的国际公约。欲对海洋溢油生态损害提供有效救济，只能转而寻求国内法的有关规定。
事实上，已有一些国家的法院有过相关的司法实践，如意大利1985年的Patmos案、1991年的Haven案和澳大利亚1995 年的ok Tedico案。这些国内法院都承认：海洋环境损害可以作为一类独立的可赔偿项目；海洋环境损害赔偿既包括可计量性的，也包括不可计量性的因素等。
在Patmos案中，意大利政府（海商部）基于海洋环境损害赔偿提起了上诉请求，1989年意大利Messina地区上诉法院支持了该项上诉请求，援引了于1987年作出的第641号判决，就上诉人意大利政府作为国家遗产的受托人所提出的合理的环境损害赔偿——“公众忍受了丧失享受的乐趣的痛苦”予以了确认。该判决中还援引了国内法——意大利1982年第979号法案第21条和1986年第349号法案第18条的规定。[8]
又如 “塔斯曼海”案中，两被告共同辩称：原告索赔的环境容量损失和生态服务功能损失不存在，不是《国际油污损害民事责任公约》1992年议定书认可的污染损害；即使此次漏油事故造成海洋生态环境损害，原告索赔的环境修复费用在该议定书下也不能得到赔偿；原告主张的海洋生物恢复费用和评估费用不成立。
天津海事法院驳回了被告要求适用《国际油污赔偿基金索赔手册》和《CMI油污损害指南》的要求，主要适用中国国内法进行审理。法院认为，中国《海洋环境保护法》第6 条规定了重点海域排污总量控制制度，且按照“渤海碧海行动计划”和《中国海洋二十一世纪议程》的规定，被告造成的溢油海域属于执行该项制度的重点海域。本案涉及到的轻质原油入海， 不管是否造成多大面积的污染超标， 都使渤海湾中增加了轻质原油， 占用了渤海排污的控制指标， 客观上造成了渤海湾的环境容量损失，因此天津市海洋局关于海洋环境容量损失的诉求获得一审法院的支持。[9]
由此可见，在没有可以直接适用的国际公约的情况下，我国要对海洋溢油生态损害进行有效规制，就必须健全和完善以《海洋环境保护法》第90 条第2款为基础的相关国内法规定，以使其法律救济有法可依。
四、索赔主体
《海洋环境保护法》第90条第1款规定，造成海洋环境污染损害的责任者，应当排除危害，并赔偿损失；完全由于第三者的故意或过失，造成海洋环境污染损害的，由第三者排除危害，并承担赔偿责任。第2款规定，对破坏海洋生态、海洋水产资源、海洋保护区，给国家造成重大损失的，由行使海洋环境监督管理权的部门代表国家对责任者提出损害赔偿要求。法律对污染海洋环境造成损害和破坏海洋生态造成损害的赔偿责任分两款分别做了规定，说明二者之间是存在明显区别的。其中污染海洋环境造成的损害，指的是污染海洋环境的行为造成的人身损害或财产损失，属于民事侵权法上的环境侵权责任，索赔主体是其利益直接受到侵害的单位或个人。而规定在该法第90 条第2款的海洋生态损害行为，如破坏海洋生态、海洋水产资源和海洋保护区的行为，所侵害的对象是不属于任何私人所有的海洋生态环境要素，它归属于国家利益的范畴，这就决定了海洋生态侵权者所承担的责任有别于传统民事侵权法上的责任，不以特定受害者的人身伤害或财产损害为条件。任何私人都无权提起海洋生态损害赔偿的诉求，而只有国家行政管理部门作为国家利益的代表者才有权提出此类诉求。
根据该第90 条第2款，依照《海洋环境保护法》规定行使海洋环境监督管理权的部门有权代表国家对责任者提出生态损害赔偿要求。而从《海洋环境保护法》第5条的规定来看，海洋环境监督管理部门主要包括国家环境保护部门、国家海洋部门、国家海事部门、国家渔业部门和军队环境保护部门。但是由于有上述多个管理部门对海洋环境都负有监管权，特别是在某些事项上几个部门存在监管权的重叠；此外，当生态损害波及相邻的多个区域时，是由源发地有管辖权的机关还是这几个不同区域内有管辖权的机关分别起诉，相关规定没有明确，实践中让人无所适从。
由于规定不明确，学者们对谁有权代表国家提起海洋生态损害赔偿诉讼也有不同看法。例如有学者认为，在普通商用油船发生漏油事件时，有权代表国家行使损害赔偿请求权的适格主体通常是国家海洋行政主管部门，而不是其他部门。[10]
这就为在具体的海洋生态损害案件中究竟哪一个或哪一些管理部门有权代表国家诉讼带来了不确定性，也会造成国家海洋生态损害索赔权的落空。笔者认为，各不同国家行政管理部门在代表国家行使索赔权时其原告地位的确定应以各不同部门的职能划分为基础，以《海洋环境保护法》为指导，同时结合《渔业法》、《防治海岸工程建设项目污染损害海洋环境管理条例》、《防治海洋工程建设项目污染损害海洋环境管理条例》、《海洋倾废管理条例》等法律、法规对各管理部门在海洋环境监管权方面的分配来确定由哪个部门来担当海洋生态损害索赔案的原告代表国家进行诉讼。
当然最终的解决方法应当是在《海洋环境保护法》中将海洋生态损害加以类型化，明确规定各个管理部门针对哪些类型的海洋生态损害进行索赔。例如借鉴“塔斯曼海”案的一审判决，明确规定海洋管理部门有权代表国家针对海洋环境容量损失，为确定溢油事故导致的海域污染程度、污染面积支出的调查、勘验、评估费用，为研究修复被污染的海洋环境发生的合理费用而提出索赔。
而索赔主体如果在法律上没有得到明确，在实践中很容易产生重复索赔问题的争议。如“塔斯曼海”案中，面对原告的巨额索赔，两被告认为众原告的索赔请求相重复。天津海事法院经过调查取证后明确表示，天津市海洋局请求的是海洋环境生态污染破坏和生态恢复的索赔；河北省滦南县和天津市汉沽、北塘、大沽渔民请求的是因污染造成的海洋捕捞停产损失、网具损失和滩涂贝类养殖损失；天津市渔政渔港监督管理处请求的是渔业资源损失。因此各方当事人索赔的范围和内容界定明确，彼此独立，不存在重复索赔的问题。[11]
此外，笔者认为，由相关管理部门代表国家提起的海洋生态损害赔偿诉讼是一种特殊的为公共利益而提起的民事诉讼，有别于一般的民事诉讼案件。在这种民事法律关系中，管理部门代表国家作为一个特殊的主体，在诉讼中行使权利等方面与私人参加诉讼应当有所区别。例如，依民事诉讼法的权利处分原则，对是否提起诉讼，权利人有决定的权利，而对负有海洋环境监督管理职责的相关管理部门来说，生态损害索赔权既是其权利，更是其职责，是其必须作为的，不能放弃，此时便不能适用民事诉讼法的权利处分原则。又如，提起此类诉讼的管理部门本身不是财产所有人，其能否在生态损害赔偿上代表国家与污染责任人达成和解，放弃部分或者全部权利，其与污染责任人达成的和解协议是否要经过其他权力部门的批准等，法律上都应有明确规定。
五、索赔范围和赔偿标准
在海洋生态损害的索赔范围方面，我国法律规定尚付阙如。在这方面，美国的立法和司法实践可资借鉴。
美国没有加入任何船舶油污损害的国际公约，其关于油污损害赔偿范围的规定见于1990 年的《油污法》。该法中规定的污染损害赔偿范围包括两个部分:第一是清除费用;第二是损害。其中可以索赔的油污损害包括了六个方面:自然资源损坏，动产或个人财产损坏，自然资源生活用途方面的损失而遭受的损害，税、费、收益，利润和赢利能力，公共服务费用。这些方面几乎囊括了可以想象到的全部损失，包括所有为了恢复、复原、替代及因自然资源遭到破坏而需还原的费用，在未能还原恢复期间的自然资源的贬值损失，对该损害进行评估、计算、量化的合理费用等。可见对生态损害的赔偿自然被考虑在内。
1989年美国EXXON石油公司的超级油船“EXXONVALDEZ”(21.5万载重吨)在阿拉斯加的威廉太子湾触礁搁浅，3.6万吨原油泄漏，此次事故致使1609km海岸、7770km2海域被污染，美国法院根据《油污法》判决:EXXON石油公司为该起事故支付罚款、清污费、赔偿费(包括生态环境损害赔偿费用)及其他费用约合80亿美元。
关于海洋生态损害的赔偿标准，我国《海洋环境保护法》第90 条第2款没有涉及，但这是一个实际纠纷案件中无法回避而且是至关重要的问题。目前国内相关规定可资引用的只有农业部1996 年颁布的《水域污染事故渔业损失计算方法规定》。如根据该规定第2条，天然渔业资源损失额（属于海洋生态损害的范畴，笔者注）的计算，由渔政监督管理机构根据当地的资源情况而定，但不应低于直接损失水产品的3倍。
在“塔斯曼海”案中，对于天津市渔政渔港监督管理处作为原告所诉求的天然渔业资源损失如何计算和是否赔偿的问题，在《国际油污损害民事责任公约》及其议定书没有做出明确规定的情况下，天津海事法院根据黄渤海监测中心的监测结果得出的天然渔业资源经济损失属于客观存在的事实，在按照农业部《水域污染事故渔业损失计算方法规定》所确认损失的基础上，作出一审判决，被告英费尼特航运有限公司赔偿原告天津市渔政渔港监督管理处渔业资源损失 1465.42万元，调查评估费 48万元，并承担上述款项的利息；被告伦敦汽船船东互保协会承担连带赔偿责任。[12]当然，由于该案目前还未有最终判决生效，一审法院依据这种简单的赔偿标准所作出的这一判决是否正确还未有定论。
2007年4月9日，我国参考美国的油污损害机制所制定的《海洋溢油生态损害评估技术导则》由国家海洋局正式，有望为海洋溢油生态损害赔偿案件的顺利处理提供有效的技术保障。
结语：
由于海洋生态损害有别于传统的人身损害和财产损失，目前尚未有可直接适用的关于赔偿责任方面的国际公约。而坐视海洋生态损害于不顾，无人为海洋生态损害的后果买单，只会令我国海洋环境状况更加不堪，令国家的海洋权益遭受严重践踏。已经有一些国家的司法判例根据其国内法对海洋生态损害赔偿给予支持。为此，我国急需在现有《海洋环境保护法》第90 条第2款规定的基础上，探索建立有别于普通的环境侵权制度的新的海洋生态损害赔偿制度，补充完善相关法律规定，为海洋生态损害提供有效的法律救济。
【注释】
[1] Lahnstein Christian ，“A Market - Based Analysis of Financial Insurance Issues of Environmental Liability Taking Special Account of Germany ， Austria ， Italy and Spain”， in Faure Michael ed. ， Deterrence ， Insurability ， and Compensation in Environmental Liability : Future Developments in the European Union ， New York : Springer – Verlag/Wien ， 2003 ， p. 307.
[2] 参见竺效：《反思松花江水污染事故行政罚款的法律尴尬-以生态损害填补责任制为视角》，《法学》2007年第3期。
[3] 《“塔斯曼海”案一审宣判》，《中国海洋报》2004年12月31日第一版。
[4] 《油轮触礁漏了油，海事索赔第一案3年没打完》，hilizi.com/2009-05/14/content_313031.htm，2009年7月1日查。
[5] 参见竺效：《论在“国际油污民事责任公约”和“国际油污基金公约”框架下的生态损害赔偿》，《政治与法律》2006年第2期。
[6] De La Fayette Louise， The Concept of Environmental Damage in International Liability Regimes in Environmental Damage in International and Comparative Law， Oxford University， New York，2002，p.156.
[7]如该规定第9条规定，因起浮、清除、拆毁由船舶碰撞造成的沉没、遇难、搁浅或被弃船舶及船上货物或者使其无害的费用提出的赔偿请求，责任人不能依照海商法第十一章的规定享受海事赔偿责任限制。
[8]参见竺效：《论在“国际油污民事责任公约”和“国际油污基金公约”框架下的生态损害赔偿》，《政治与法律》2006年第2期。
[9] 参见天津海事法院（2003）津海法事初字第.183号民事判决书。
[10]赵劲松、赵鹿军：《船舶油污损害赔偿中的诉讼主体问题》，《中国海商法年刊》第15卷，2005年。
海洋生态损害评估范文第2篇
传统风险可保性理论研究中，可保性条件是众多研究的焦点。风险的可保性主要取决于是否符合风险可保条件。目前，对于一般风险的可保条件，学者们都有相对集中且类似的观点。这些观点多集中于认为可以承保的风险一般必须满足大量性、纯粹性、可评估性、偶然性、经济可行性和分散性的原则。从可保风险的一般特性出发，韩海容、魏华林和林宝、黄昆、张琳、石兴等(赵昕等，2012)得出的观点较为一致，总结起来可以概括为:
(1)风险是同质的且大量标的均有遭受损失的可能性;
(2)损失必须是意外的;不可预知，非故意;
(3)风险必须是偶然的、随机的，即风险发生的对象、时间、地点和损失程度都是不确定的;
(4)可保性风险所造成被保险人的损失必须是是确定的或可以测定的可以用金钱来衡量的且有发生较大损失的可能性;
(5)保险对象的大多数不能同时遭受损失;
(6)风险必须是纯粹风险，即仅有损失机会而无获利可能的风险。
(7)风险或责任必须是特殊的，源自于个体或局部因素，必然风险或是基本风险是不可保的。从商业获利的观点来看，Freeman和Kuneruther的研究认为，风险可保的有两个前提条件，第一要求风险是可被评估的，风险具有确定的概率分布和次数分布，能够在一定精度上估算风险的频率和强度是进行保险精算的首要前提;第二，保险人能够依据具体的风险，厘定科学的保险费率(Freeman，P.K.etal，1997)。从防止道德风险和逆选择的角度出发，周志刚(周志刚，2005)的研究深化了保险费率厘定对风险可保性的影响，他认为保费应当控制在被保险人可承受范围之内，以确保把道德风险和逆向选择控制在一定范围内。Harrington和Niehaus也在其研究中强调了道德风险和逆向选择是风险可保性的重要成本因素，同时也指出保费附加成本也是影响风险可保性的一个重要因素(Harringtonetal，2005］。综上所述，结合新的保险需求和现代保险理论发展，可保风险应满足以下几点要求:
(1)风险符合大数法则，风险标的具有同质性
(2)损失必须具有意外性，非故意。
(3)对个体而言风险必须是偶然的、随机的
(4)风险具有纯粹性，没有因此获利的可能性;
(5)风险在一定程度上能够被评估;
(6)具有经济可行性，即可以通过保费的合理厘定，防止道德风险和逆向选择的发生，同时又在投保人承受范围之内。
2溢油环境风险可保性分析
随着科学技术进步与社会的不断发展，新的风险应运而生，实际很难完全满足理想可保条件，但新的保险需求却实际存在且越发明显。部分学者认为理想可保条件只是商业保险对风险的衡量标准，不能完全作为保险的实践依据。保险泛化理论的提出(赵昕等，2012)一定程度上弱化和模糊了可保条件的门槛。保险泛化理论认为可报风险的界限是相对的，实践操作上不存在绝对的界限，保险实际是一种契约，在一定条件下，只要被保险人和保险人达成契约，风险自然也是可保的。技术上的可保判定不能完全依赖理想化的理论标准。因此，理论上如海上石油勘探开发引发的大型溢油损失，可能不能完全满足所有理想可保条件要求，但在一定约束条件下，保险契约依然有成立的可能。
2.1可保条件符合性分析
海上石油勘探开发溢油环境风险具有同质性，且大量标的存在风险。本文标的是指面临风险的海洋生态结构和功能。风险性质方面，井涌、地质性溢油、管道破裂及火灾爆炸等事故的结果基本都表现为石油泄漏入海，并对一定区域造成生态系统损害，因此我国大量海上石油平台有着相似的环境风险性质。另一方面，我国海上风险源众多，2013年我国在生产的海上油气平台有196座，产油量约5217万立方米。有96%的海上油气平台分布在北海和南海区域(国家海洋局，2014)，与此相关的其他工作船舶作为风险源在数量上覆盖了一个较大的溢油风险标的范围。海上石油勘探开发溢油环境风险具有意外性，非故意。海上石油泄漏事故往往事发突然，一旦溢油事故超过了一定程度，作业者将面临停注、停钻、停产，以及大规模的人力、物力、财力的投入以控制污染局势，并可能负担长期的跟踪监测活动和法律责任，事故处理成本巨大。因此，从经济角度考虑，海上溢油事故的引发通常不是投保人的故意目的和行为。海上石油勘探开发溢油环境风险对于平台个体而言具有偶然性。石油勘探开发所涉及的石油平台、海底管道和工作船舶等设备都十分复杂，具有机械性，而且由人操控，且海洋环境特性不利于溢油污染控制，而这三个要素无法做到100%安全。这就导致海上石油勘探开发溢油发生的时间、地点、环境损害程度往往不可预知，具有偶然性。另一方面，假设溢油是安全生产制度不健全引发的环境责任事故，风险发生存在必然性，但风险概率存在于与事故责任相关的多个平台。那么特定平台的个体溢油风险是否会发生，何时发生，及环境影响都具有偶然性。海上石油勘探开发溢油环境风险具有纯粹性。海上溢油所造成的生态环境损失体现在时间和空间上，溢油首先造成水环境容量的损失，接着导致水产养殖业和捕捞业的经济损失，引发海洋生物、哺乳动物及海鸟的直接或间接死亡，最终传导至生态系统结构层面，导致生态系统服务功能的损失。且大型溢油污染空间范围广，延续时间长，意味着更大的经济损失和法律责任。而这些损失本身并不能给投保人带来任何的经济利益，因此，溢油环境损害无法使投保人获益的特性决定了此类风险是纯粹风险。
2.2可保条件矛盾性分析
地质性溢油损害难以评估。地质性溢油可能表现为地层断裂，导致油藏通过通天断层向海泄露。这种泄露不同于井涌，井涌可通过井口的流量监测评估溢油量，但地层破裂的位置、数量、范围具有随机性，漏油断层处不一定布有监测传感器。所以，溢油量计算的多个重要参数可能无法直接获得，影响溢油量的计算，直接导致海洋环境容量损失评估的不确定性。一旦环境容量损失估算不被法律认可或被低估，海洋生态环境损失将不完全具备可保的条件。海洋生态损害评估范围划定困难。海上溢油污染损害是一个复杂的系统，污染的后果会涉及生态系统结构和功能的方方面面。在同一污染事件中，除了直接产生的生态损失，如环境容量损失、生物的直接死亡，还会通过食物链把间接生态损失，如生物健康损害、服务功能损失等也包括在损失范围内，赔偿范围也随之扩大。因此，生态损失范围没有明确边界，影响范围广，随着污染损害中因果链的加长，因果关系的认定会趋于弱化。另一方面，溢油的发生与生态损害事实出现之间可能存在较长的潜伏期，潜伏期内发生生态损害的几率非常高，这就产生了长期风险，但依然没有明确边界。然而，近年来司法实践表现出强化受害人利益保护以及加重侵权责任的倾向，司法演进及溯及性的影响也加大了风险空间和时间尺度的不可评估性，高额赔偿金的裁定可能使保险公司和再保险公司遭受较大损失。
2.3风险可保性的辩证分析
一方面，海洋石油勘探溢油环境风险本身的特征决定了在风险的同质性、意外性、偶然性、纯粹性等方面是符合理想可保条件的。符合性分析的结论说明，从定性的角度来说，不管损害程度和风险发生的概率，该风险从这几个角度看理论上是存在一定可保性的。因此，不考虑风险涉及的具体量化技术问题时，海洋石油勘探溢油环境风险是可保风险。另一方面，风险可保在操作层面上的实现必须以科学的定量评估为基础。当风险涉及到需要具体定量的技术问题时，海洋石油勘探溢油环境风险的特征与理想可保条件出现了部分的矛盾。这种矛盾主要表现为风险的可评估性不强，这包括风险发生概率预测、溢油量估算、生态损害评估范围划定，以及货币化标准。这种技术性矛盾更多地体现在大型溢油事故中，而此类风险却有着很大的风险分散需求。而由此引发的根本性的矛盾是巨大的风险和有限的赔付能力之间的差距。或者说在自愿保险的情况下，难以厘定出合理的保费，以防止逆向选择的发生，同时又在投保人承受范围之内。从保险实践角度出发，理想可保风险条件对于可保风险的界定比较模糊，并且多数属于定性的、原则性的描述，可操作性不强。因此，这些可保性理想条件是适应一定时代条件下的较为经典的基本原则，可以做为初步判断的标尺，但并不能成为当前风险发展形势和需求下，判断某类具体风险是否可保的严格依据，更不是解决不可保的风险变成可保的风险的技术手段。然而，保险的实质是一种合约，只要保险人和被保险人双方能够达成利益上的共识，保险就会成立。而能否达成利益共识的关键就在于风险的可分散性。因此，在定性可保的基本前提下，海洋石油勘探溢油环境风险可以通过解决一些技术性和政策性问题，并设置具体的保险合约条件，运用多样化的保险技术手段，诸如免赔额、再保险和除外责任等工具，在操作层面实现有条件的可保。
3溢油风险可保化对策的讨论
3.1溢油风险的特性曲线
风险损失特性曲线主要是通过风险的损失程度和发生事故的概率来表示的，即用风险事故发生的损失程度和对应损失程度发生的次数(即概率)来建立风险损失特性曲线，即保险精算中所说的损失额分布(罗云等，2004)。非寿险的保险实务中，风险分布主要有以下两类:(1)损失额度越大的保险事故发生的概率越小，而损失额度越小的保险事故发生的概率越大。符合此类分布的有指数分布和帕累托分布。(2)当损失额度很小时发生的频率也很小，当损失量增加时，其发生的概率也在增大，但当损失额度达到某一个额度时，发生损失的频率随着损失量的再增加反而减少，中间有一个单峰值。符合此类分布的有正态分布、对数正态分布等。大部分保险标的都存在大量的小额损失风险。对于海洋石油勘探开发风险而言，虽然风险源众多，包括钻井平台、采油平台、海底输油管线、浮式生产储油装置(FPSO)以及其他工作船舶等。但溢油多为小型事故。近年来发生海洋石油勘探开发溢油十多起，大多数是极少量原油入海。可见海上石油勘探开发溢油风险特性曲线也基本符合以上两种风险分布类型，存在大量小额损失。总的来说，多数事故溢油量小且可控，同时生态损害程度有限，但发生频率较高，对其承包可能导致众多小额赔付占用大量保险成本，不利于保险运作和大型风险分散。
3.2溢油风险可保化的技术手段
通过设置免赔额去除部分小额赔付溢油风险。由保险可保风险的定义可知，理论上损失程度比较小并且发生概率较大的溢油风险属于保险效果不好的风险。这部分小额损失风险可能会占据了保险公司大量的理赔成本，相应的附加费率就会比较高，对于保险双方来说都是不利的，同时也会削弱对大型溢油事故的救济能力。而免赔额的设定正是为了将这些小型可控溢油事故的小额损失风险除去，使剩余的风险属于较大的风险，达到石油勘探开发溢油风险可保化的效果。免赔额包括绝对免赔和相对免赔两种方式。假设A为某次溢油事故绝对免赔额的数值，如图1所示，那么表现在风险特性曲线上就是将低于免赔额A的风险全部截取去，对低于A的损失不予承保，而对A右侧损失较大的溢油风险予以承保。再者，假设A为某次溢油事故相对免赔额的数值，对低于A的损失不予承保。但如果当损失超过相对免赔额A后，对规定数额A以下的部分也承担赔偿责任，即相对免赔。免赔额的设置可以将石油勘探过程中容易消减和控制的微小环境损害排除在保险范围之外，而将承保的重点集中在对海洋生态环境威胁较大影响深远的事故损失上，集中保障生态损失救济的全面性。通过再保险转移分散大额赔付溢油风险。再保险是保险人在原保险合同的基础上，通过签订分保合同，将其所承保的部分风险和责任向其他保险人进行保险的行为(杨燕，2012)。如规模较大的地质性溢油或平台事故，其环境风险损失程度和出现概率可评估性较弱，不完全具备可保风险条件的风险，保险公司若不愿或难以承担该风险，可以选择超额再保险方式将这些风险可保化。超额再保险是指超出一定限额的赔偿责任由再保险人承担的一种再保险。对于原保险人因同一原因所发生的任何一次损失，或因同一原因所导致的各次赔款的总和，超过约定的自负额时，自负责任限额以内的损失由再保险分出人自行承担，超过自负责任限额以上的损失由再保险接受人负担最高限额内的部分。在风险特性曲线上是起到部分右截断的作用，巨大的损失风险将除去。正因为如此，大型溢油影响时空范围广、定损难所导致的不可保问题可以通过超额再保险的手段得到缓解。即使只明确部分海洋环境损害，且损失额度已经超越再保险分出人自负额度的情况下，再保险分出人就可以对溢油损害开展赔偿工作，而无需等到完全确认所有的损失。这样有利于及时赔付部分损失，开展生态赔偿和油污清理工作，而且不妨碍对损害的进一步确认，以及再保险接收人对超出赔付额度的赔偿责任。可见，保险人通过再保方式进行溢油风险转移，一方面可以扩大其承保能力，另一方面也可以使这些风险满足可保风险的条件。通过除外责任避免不可保溢油风险。除外责任又称责任免除，指保险人依照法律规定或合同约定，不承担保险责任的范围，是对保险责任的限制(李宁等，2008)。对于由战争、地震、海啸所导致的大规模海上溢油而言，这类评估困难的、不具备大量同质保险标的、人为故意的，以及自然不可抗力造成的溢油风险可以认为是不可保风险。可以考虑采用除外责任将此类风险排除，使保险标的面临的风险尽量可保化。保险公司没有义务对所有的海上石油勘探开发溢油风险都给与承保，对于一些损失极其巨大或者原因比较特殊的风险，保险人可以不予承担此保险责任。
3.3政府的政策引导
大型溢油环境风险的保险需求是十分迫切的，政策性的保障必不可少。从生态环境救济角度来说，大型溢油的预防、清理、修复及监测等措施需要大量的资金支持，长期依赖国家财政救济的做法只会助长溢油风险的不断发生。从经济健康发展角度来说，溢油风险总会存在，企业的石油勘探开发行为通过政府审批有其正当性，高额赔偿有可能将石油企业或作业者推向逆境，不利于行业的健康发展。因此，海上石油勘探开发溢油环境风险可保化的实践，需要政府做出方向性的循序渐进的引导和扶持，来转变依赖财政的海洋生态环境救济模式，需要建立更完善的保险制度保障，从政策层面保障投保行为的合理性，培养并提升海洋石油企业的主动投保意愿，并落实更加严格的海洋石油勘探开发工程溢油风险论证监督机制。制度建设方面，起步阶段我国宜选择以强制责任保险为主，以自主保险为辅的保险模式作为过渡，以应对我国海洋生态环境压力大，企业主动性不强的现实情况;政策引导方面，允许从时间尺度上分散大型溢油风险，给予高额赔偿分期、分批次的赔偿许可，合理设置环境责任保险追溯年限，并鼓励环境风险的再保险，强化环境风险社会化分担机制，维护社会经济活动的正当性;监督管理方面，严把海上石油勘探开发活动的风险论证关，强化风险情景的量化分析，推动溢油损害国家赔偿管理办法和货币化赔偿技术标准规范的出台，并重点引领解决大型溢油的科学评估难题。
4研究小结
海洋生态损害评估范文第3篇
2005年9月22日，由山银首府株式会社所有、东南亚海运株式会社经营的“朱比利光荣（JUBILEE GLORY）”轮在崇明上海某船务工程有限公司修船作业期间，发生油污水泄漏，漏油流入长江口水域，造成崇明－太仓江段水域大面积污染，由此导致长江口渔业资源蒙受重大损失。
“朱比利光荣”轮为总吨位30000吨的韩国籍散装货轮。汽船相互保险协会（百慕大）有限公司系该船舶的保险人，为担保此次事故的赔偿责任已委托中国再保险（集团）公司出具200万美元的担保。
事故发生后，作为管理渔业资源的政府机构，农业部东海区渔政渔港监督管理局在接到事故报告后，紧急调动了中国渔政203船，委托农业部东海区渔业生态环境检测中心随船至油污现场开展监测，产生监测费用人民币5353元。之后，为评估该次溢油对渔业的影响，农业部东海区渔业生态环境监测中心进行调查分析后出具了《崇明“9.22”JUBILEE GLORY轮溢油污染事故对长江口渔业损失评估报告》，报告结论为此次事故造成当年渔业资源量的损失为154.177吨，渔业资源损失为人民币786.303万元，为减缓污染事故对天然渔业资源的影响，通过开展渔业资源人工增殖放流的恢复措施，以有效补充天然渔业资源幼体所需恢复渔业资源费用人民币728.3349万元。
涉案船舶的所有人、经营人以及保险人都是境外企业，东海区渔政渔港监督管理局依据职权与上述企业就赔偿事宜进行了多次协商，但均未达成实质性结果。为此，东海区渔政渔港监督管理局于2008年向上海海事法院提讼，请求判令三被告赔偿渔业资源损失人民币786.303万元，恢复渔业资源费用人民币728.3349万元，赔偿原告监测费用人民币5353元，并承担本案的诉讼费用。
诉讼中，被告针锋相对地提出了反对意见，认为东海区渔政渔港监督管理局索赔的渔业资源损失和恢复渔业资源费用不合理，并指出东海区渔业生态环境检测中心出具的《评估报告》存在多方面的问题。
本案是一起典型的船舶油污损害天然渔业资源赔偿纠纷案件。原告身份是政府监管部门，肇事船为外籍轮，诉讼中，原告的主体资格问题、法律的适用、损失的范围和渔业损失评估报告的客观性和真实性等问题，均成了案件的争论焦点。
公益诉讼中渔业监管部门是否具备主体资格
被告认为，原告东海区渔政渔港监督管理局不具备诉讼主体资格，原告的不符合民事诉讼法的规定，应裁定驳回。因为本案是油污损害引起的赔偿纠纷，其性质属于民事侵权损害赔偿纠纷，案件的立案和受理应适用民事诉讼法的有关规定，根据民事诉讼法第一百零八条的规定，与本案有直接利害关系的关系人才有资格提起民事侵权损害赔偿之诉，而原告是主管海洋与渔业的工作部门，属于行政机关，不是本案的利害关系人，应该裁定驳回原告。
法院认为，领海内资源属国家所有，各级政府负有维护国家资源不受损害的义务。《海洋环境保护法》规定，对破坏海洋生态、海洋水产资源，给国家造成重大损失的，由依法行使海洋环境监督管理权的部门代表国家对责任者提出赔偿要求。《渔业法》规定，国务院渔业行政主管部门的渔政渔港监督管理机构，代表国家行使渔政渔港监督管理权。国务院渔业行政主管部门在黄渤海、东海、南海三个渔区设渔政渔港监督管理部门。本案原告为农业部东海区渔政渔港监督管理局，依法有权向污染方提讼 。因此，原告的主体资格适格。
值得一提的是，有些英美法外国学者专家主张，在此类公益诉讼中，原告主体资格的审查，应以污染事故所造成的损害与原告是否存在直接的、充分的利益关系为标准。而我国目前对主体资格的审查偏重其法律依据。此两种标准各有利弊，有待在今后的司法实践中不断检验。
国内法与国际公约的法律适用之争
本案发生在2005年，在审理过程中，双方都主张并适用民法通则作为法律的依据。但是假设本案发生在2010年，涉案船舶不是外轮，而是国轮，也许法律适用可能成为双方争议的一个主要问题，因为适用国内法还是《2001年国际燃油污染损害民事责任公约》其索赔范围、金额和相关的举证内容都是完全不同的。
目前诉讼实务中表现出两种主要的观点。第一种观点主张适用国际公约。他们认为，《2001年国际燃油污染损害民事责任公约》于2009年3月9日对我国生效，该公约规定对船上或源自船舶的任何燃油造成的污染损害，事故发生时的船舶登记所有人、光船承租人、管理人和经营人都要对事故负责。我国法律规定当本国法律与本国缔结或者参加的国际条约有不同规定时，应当适用国际条约。根据上述假设的案情，涉案船舶无论是外轮还是国轮，“朱比利光荣”轮在修理过程中其泄漏的是从燃料舱漏出的燃油和污水，符合《2001年国际燃油污染损害民事责任公约》范围，同时事故发生在我国领海，因此引起燃油污染损害赔偿属于公约范围。况且我国目前国内法关于油污损害赔偿并没有明确具体的规定，在国内法没有明确规定的情况下，认为应该可以直接适用我国参加的国际条约。
第二种观点主张使用国内法。他们认为，民法通则规定针对涉外民事关系法律适用才参照该章相关规定进行，即只有涉外因素才能适用国际条约。所以，在不具有涉外因素的国内船舶燃油污染损害赔偿纠纷案件中只能适用海商法和民法相关规定。虽然在《海洋环境保护法》第九十七条规定中华人民共和国缔结或者参加的与海洋环境保护有关的国际条约与本法有不同规定的，使用国际条约的规定，但是中华人民共和国声明保留的条款除外。由于《海洋环境保护法》是行政法，属于公法范畴，该规定有别于民法通则和海商法该条款规定不包括我国参加的油污损害赔偿民事方面的主体责任。总之，结合本案事故发生的责任方及发生地点讲，本案都是发生在我国领海内，因此依据《民法通则》第一百四十二条规定的精神，国内事故发生引起损害赔偿应该适用国内法律。公约是适用具有涉外因素或者是在国际航线上发生漏油污染损害的纠纷，因此应该适用海商法的有关规定进行审理。
目前，如上假设的案件的法律适用的确存在争议。笔者个人认为，根据我国国际私法所规定的国际公约优先的原则，只要是符合国际公约规定，今后任何油污损害赔偿都应当适用《2001年国际燃油污染损害民事责任公约》和《1969年国际油污损害民事责任公约》和《修正1969年国际油污损害民事责任公约的1992年议定书》。
损失评估报告作为特殊证据应经法院审查
渔业水域污染案件涉及到水产、环保和司法等部门，在实际的渔业污染事故中，现象千变万化，原因多种多样，情况纷繁复杂，渔业资源损失的评估需要由具有渔业污染事故调查鉴定资质的专门机构认定。因此，在此类纠纷中，由农业部授权的专业机构出具污染事故渔业损失评估报告，就成为此类案件的一个主要证据和双方当事人的争议焦点。
被告对本案中的《评估报告》提出异议，认为：1、评估报告中依据的漏油数量是错误的，应当根据海事局的询问笔录船舶油舱油量记录簿。2、由于对漏油数量的计算错误，认定的油膜扩散范围错误。3、油膜扩散范围内的鱼虾蟹类全部死亡的结论缺乏科学依据，不符合《渔业污染事故经济损失计算方法》的规定。4、评估报告以其计算的渔业资源经济损失的3倍作为渔业资源损失的索赔额，违反了《渔业污染事故经济损失计算方法》的规定。5、关于恢复天然渔业资源费用索赔，原告未提供证据证明实际发生恢复费用。
对此，法院认真听取双方对评估报告的意见，依法对评估报告进行审查。法院认为，本案漏油数量是一个客观事实问题，评估报告漏油数量来源原告，应当根据客观事实予以修正；油膜扩散的范围与漏油数量存在正比例关系，可以根据实际漏油数量进行修正；关于油膜扩散范围内鱼、虾、蟹全部死亡的结论是不正确的。报告明确指出，油膜扩散范围内仔鱼按全部致死估算，鱼、虾、蟹仅考虑幼体死亡，死亡率鱼类为49%，虾类70%，蟹类57%，并没有论定溢游区域内鱼、虾、蟹全部死亡；关于《损失评估报告》的3倍计算方法不符合《渔业污染事故经济损失计算办法》的主张，损失评估报告没有按直接经济损失的3倍进行评估，而是针对该油污事故的实际情况，分别仅评估对仔鱼和幼体的损害数量，成鱼视为没有损害。因此，没有违反《渔业污染事故经济损失计算办法》的规定。关于渔业资源的恢复费用，国家每年都投入大量资金进行渔业资源增殖放流，被告主张原告必须提供实际发生的恢复费用没有法律的依据，不符合《渔业污染事故经济损失计算办法》的规定，不应支持。
海洋生态损害评估范文第4篇
摘要：海域生态补偿法律机制是利用法治手段调整利益相关者在开发、利用、修复海洋自然生态系统过程中形成社会关系的一种制度化机制。从制度化机制构成要素角度分析，海域生态补偿法律关系具有主体多元化、内容复合性、客体特定化等特点，并且海域生态补偿费的法律性质不属于海域使用金，而是一种生态修复社会责任承担方式。探讨海域生态补偿机制的基本法律问题，能为海域生态补偿法治化机制提供理论铺垫，并最终实现海洋生态经济良性循环和可持续发展。
中图分类号：D922.683文献标志码：A文章编号：1009-4474（2016）03-0136-06
Study of Basic Legal Issues on Marine EcoCompensation
CHEN Zhongyu
（Institute of Fujian School of Administration， Party School of Fujian CPC Provincial Committee of CPC， Fuzhou 350001， China）
Key words： marine ecological protection； marine economy； ecocompensation； ecoconservation； ecopollution； biodiversity； compensation
Abstract： The legal system of Marine EcoCompensation is a kind of institutionalizing mechanism which conforms to the principle of rule of law to coordinate the parties concerned when they form a kind of relationship in the process of exploiting and repairing marine natural ecosystem. According to the main factors of institutionalizing mechanism， the legal relationship of Marine EcoCompensation is characterized by diversification of subject， complex content and object specialization. Legally， marine ecological compensation fees are not part of marine fees. Instead， it is a kind of ecological restorationfulfillment of social responsibility. The paper discusses the abovementioned basic legal issues in the hope of forming a theoretical basis for the system of rule of law of Marine EcoCompensation and promoting the virtuous circle and sustainable development of Marine ecological economy.
海域生态补偿是整个自然生态补偿活动的有机组成部分，是特定主体在从事海洋资源开发利用活动中对海洋自然生态系统造成破坏，从而采取有效措施直接或间接推动海洋自然生态系统修复的活动。海域生态补偿目标的实现不能单靠政策的推动或市场机制的自行调节，必须有一整套相应的法律保障机制。建立海域生态补偿法律机制，既是推动海洋经济发展的有效手段、实现海洋强国战略的内在要求，也是实现海洋生态文明机制建设不可或缺的内容。
一、海域生态补偿法律机制概念的界定（一）生态补偿
关于生态补偿的概念，学术界仍未达成一致共识。生态补偿是自然科学、经济学、生态学、公共管理学、哲学、法学等多门学科共同关注的话题，所以各学科均以其特有的研究视角来厘定生态补偿的内涵和外延。生态补偿起源于生态学理论，起初专指自然生态系统自我修复活动，随着人类加大对自然生态系统的开发利用，生态补偿更多地被界定为一种旨在推动人工修复自然生态系统的政策机制。自20世纪90年代以来，随着我国经济快速发展与生态保护之间矛盾日趋凸显，以及国外生态系统服务价值理念的引入，我国学术界和政府均致力于生态补偿制度的构建。一般认为，生态补偿是指“对为环境福利而做出经济牺牲的个体或组织予以一定的利益补偿的制度”〔1〕。相对于生态污染损害赔偿而言，生态补偿是对人类的某种活动所产生的生态环境的正外部性所给予的补偿。从本质上看，这一概念与国外的生态服务付费和生物多样性补偿的内涵有较大的相通性。生态服务付费强调对生态系统服务功能的经济补偿，生物多样性补偿重在对生物多样性遭受破坏后的修复性补偿。
西南交通大学学报（社会科学版）第17卷第3期禹海域生态补偿基本法律问题研究目前学术界关于生态补偿的内涵有广义和狭义之分：广义的生态补偿包括环境污染损害赔偿和自然生态系统服务功能的恢复；狭义的生态补偿是指对由经济快速发展给自然生态系统造成了损害或较大影响，对此进行评估、修复及综合治理等行为。质言之，生态补偿的内涵和外延均不同于环境污染损害赔偿，它旨在为自然生态系统的恢复和保护提供内在的激励机制和制度保障。综合国内外研究成果，笔者认为，生态补偿是为解决经济发展过程中出现的自然生态系统失衡问题而提出的，根本目的是维护、改善或恢复自然生态系统的服务功能，是在自然生态系统自身具有的自我修复的基础上嵌入人工辅助机制，以帮助自然生态系统实现服务功能的修复或复归。
（二）海域生态补偿
王淼、段志霞指出，“海洋生态补偿是指海洋使用人或受益人在合法利用海洋资源过程中，对海洋资源的所有权人或为海洋生态环境保护付出代价者支付相应的费用，其目的是支持与鼓励保护海洋生态环境的行为，而不是一味地向海洋索取经济利益。”〔2〕郑苗壮等认为，“海洋生态补偿是激励海洋生态服务供给、提高海洋生态质量、推进海洋经济向绿色经济转型的有效手段。”〔3〕一般而言，海域生态补偿是指海洋生态环境受益者或保护者在合法利用海洋资源及其生态系统过程中，对海洋生态系统的监管者或海洋生态系统保护者给付相应费用或提供其他救济措施，其宗旨是激励海洋生态保护行为、实现海洋生态经济良性循环和可持续发展。
（三）海域生态补偿法律机制
生态问题是一个全社会综合治理的问题，海域生态保护涉及方方面面的利益调整，需要依靠机制创新，综合运用多元化机制实现海洋自然生态系统的修复和保护。其中，法律机制是海洋生态文明机制创新的重要举措。海域生态补偿法律机制是利用法治化手段调整利益相关者在开发、使用、保护海域生态环境之间关系的一种制度化机制。该机制围绕“谁来补、补给谁、补多少、如何管”等核心内容设计海域生态补偿法律关系；确立“谁开发谁保护、谁受益谁补偿”法定原则；按照“谁保护谁受偿”的原则，厘定海域生态补偿的对象；确定科学合理并且现实可行的补偿标准；综合运用行政方式和市场机制，探索建立灵活多样的补偿方式；建立多元主体参与和良性互动的监管评估体系和动态调整机制。
二、确立海域生态补偿法律机制的理论基础（一）人与自然和谐共存的科学发展理念
人类与自然（包括海洋）的关系问题这一最古老的哲学命题，是生态补偿理论中深层次的问题。正确处理人类与自然的关系，实现蓝色经济与海洋生态保护的协调发展，是生态经济学理论中一个具有重要意义的课题，也是实现科学发展的重要理念。这一理念要求我们必须改变过去人类对自然的掠夺性开发或利用，掌握合理利用自然资源的限度，并实现从不可再生资源利用向可再生资源利用的转变，提高人们的生态保护意识，改变不合理、不科学的生产方式和消费方式。以发展海洋经济为例，一方面，人类在发展海洋经济时，要切实保护好发展海洋经济的生态基础，不能以牺牲海洋生态环境为代价换取短期的经济增长；另一方面，在保护好海洋生态系统的前提下，应当积极推动海洋生态经济和海洋新兴战略产业的科学发展。良好的海洋生态环境是未来蓝色经济持续发展的根本基础，修复海洋自然生态系统在一定程度上就是储备和保护潜在生产力，这符合人类社会可持续发展本身的要求；反之，破坏海域生态环境也就是破坏生产力。推行海域生态补偿的目的是在发展经济中实现对海洋生态系统的修复和保护，最终实现人类与海洋和谐共存的科学发展理念。
（二）公共物品理论
“公共物品（public goods）是与私人物品相反的、不具备明确的产权特征，形体上难以分割和分离，消费是不具备竞争性或排他性的物品（如大气质量、海洋）。”〔4〕公共物品具有两个基本特征：消费的无竞争性和消费的无排他性（不能阻止任何人免费享受该公共物品）。公共物品的非竞争性和非排他性特征使它在利用过程中容易产生两个问题：“公地的悲剧”和“搭便车”问题。“公地的悲剧”是界定不清的模糊产权引起的最严重的激励问题，其产生首先是观念上的问题。长期以来，人们认为自然资源并非劳动产物而是大自然的慷慨赐予，因而没有价值。这种观念使得自然资源的稀缺性未能在价格中得以体现，结果必然是对自然资源超强度、破坏性、掠夺性的开发，最终导致生态环境破坏。“搭便车”问题最早是休谟在1740年提出的，他认为在经济社会，如果有公共物品存在，免费搭便车者就会出现；如果所有社会成员都成为免费搭便车者，最终结果是谁也享受不到公共物品效能。
海域资源所有权法律上属于国家所有，它所提供的生态系统服务功能是整个社会共同享用的。它的公共物品属性决定了其面临着过度利用、供给不足和资源枯竭的潜在危机。建立海域生态补偿法律机制，将过去被忽视的海域生态环境保护成本凸显出来，有助于推动涉海企业增强生态保护意识，改进生产技术，提高海域资源利用效益，从源头上减少对海洋生态系统的破坏性开发，着力推动海洋开发方式向循环利用型转变，维护海洋自然再生产能力。公共物品理论可以为推行海域生态补偿确定相应的法律关系、权利义务关系及其客体等内容提供理论支撑。
（三）外部性和外部效应理论
“外部性是指对他人产生有利的或不利的影响，但不需要他人对此支付报酬或进行补偿的活动。”〔3〕外部性又分为正外部性与负外部性，正外部性如被放在网络上的免费软件，由于没有受到法律保护的限制，任何人都可以直接下载使用，并且一个人的使用不并排除其他人的使用；负外部性如企业排放的污水之于下游的居民、汽车排放的尾气之于过路的行人、对自然资源的掠夺性开采和对生态环境的严重破坏等。前者是一方的经济活动使得另一方或他方获益，但另一方或他方不需要支付报酬或对价；后者是一方的经济活动使另一方或他方的利益受损，但不需要支付相应补偿费。外部性中的非市场性这种影响并没有通过市场价格机制反映出来。经济活动对环境和生态的影响具有外部性，特别是环境污染会造成外部不经济，这是公认的事实。所谓的外部效应是指某项经济活动对第三方的经济影响，这种经济影响未在价格中得以反映的经济成本或效益。
海域生态系统提供的服务或资源就具有典型公共物品属性，导致人们在开发利用海域资源过程中必然产生外部性问题。在现实生活中，沿海化工类等污染严重行业的厂家生产过程中排放的废水、废气等污染物直接排入海洋，无疑给附近沿海居民或企业造成损害，但是污染物的排放者却并不需要给受害者以应有的补偿或赔偿。反过来讲，某特定海域的政府和企业投入大量人力、物力和财力治理海域环境污染问题、采取限制沿海污染行业发展的政策措施，使得该区域经济发展受限和附近海域居民和企业受益，但是受益地区政府和企业并不需要为此支付相应的补偿。这种外部性问题的存在，无疑会使海域生态保护这一公共物品供给严重不足。海域生态补偿法律机制的建立即旨在实现海洋经济发展过程中外部性问题的内部化，保障蓝色经济可持续发展和海洋生态环境保护的良性对接。
（四）环境善治理论
“环境善治是各种公共或私人机构与个人采取联合行动来管理环境公共事务的方式，是以协调、信任、合作和互惠关系为基础的促进生态文明的动态过程。”〔5〕环境善治旨在通过一整套协同机制，调动一切积极因素，营造以政府为主导、多元治理主体共同参与、共同促进整体生态福祉提升的生态治理模式。环境善治的价值导向是促进整体生态福祉的提升。环境善治有别于传统的政府管控型治理模式，它能够推动和促成各类环境治理主体之间的良性互动，实现协同治理。较之以往的治理模式，环境善治可以聚合政府权威、市场机制、公共利益以及社会自治组织力量。
与其他自然资源相比，海域生态具有流动性、立体性和复杂性特点。海域生态补偿的主体和对象多是跨行政区的（如跨省、跨市、跨县），涉及的主体相互之间有时还存在行政隶属关系，而大多情况下并不存在行政隶属关系。从产生机制来看，生态补偿多数是在补偿方与受偿方自愿协商的基础上形成的，在补偿标准确定、补偿方式选择、补偿协议签订等方面均具有自愿自主协商的特征。总体而言，要实现海洋生态文明建设领域的善治，就必须构建起健全的生态补偿法律机制，运用法治方式充分调动各类环境治理主体的积极性，共同参与到海域生态治理实践当中，最终达致海洋生态福祉的回归和提升。
三、海域生态补偿法律关系的基本特征和要素海域生态补偿法律关系，是指为实现海洋自然生态系统修复目的，特定主体依据相关法律法规规定在开展海域生态补偿活动中形成的权利义务关系。
（一）海域生态补偿法律关系的基本特征
为实现海洋生态利益及其经济发展成果在保护者、破坏者、受益者和受害者之间的公平分配，应发挥法治在海洋生态文明建设中的应有作用。这种作用的发挥很大程度上需要我们充分认识和利用好海域生态补偿法律关系的基本特征。
1.海域生态补偿法律关系主体之间的利益依存度高
海域生态补偿主要在生态利益关联性十分密切的海域之间展开，即补偿方与受偿方之间的生态利益关系相互依存。对于受益主体难以确定的生态补偿，往往由中央政府（上级政府）通过纵向海域生态补偿的方式予以提升生态福祉，比如国家逐步在海洋生态保护中推行财政转移制度等。在其他大多数情况下，生态利益关系明确的不同海域可通过横向海域生态补偿予以解决。横向海域生态补偿是建立在补偿主体和受偿主体自愿协商基础之上，在补偿中的保护成本评估核算、补偿方式、补偿协议内容确定等方面都具有较大的协商空间。
2.海域生态补偿法律关系复合性的特点突出
海域生态补偿法律关系的设立旨在修复和保护海洋自然生态系统、推动海洋生态系统与海洋经济系统之间的良性对接。海洋生态系统与海洋经济系统相互融合、相互影响，并在人类社会逐步发展中形成海洋生态经济系统。事实上，海洋经济生态系统不是海洋生态系统与海洋经济系统的简单混合或叠加，而是人类经济活动与生态环境相互融合所产生的客观实体。海域生态补偿法律关系不仅需要调整国家、政府、企业、自然人之间的权利义务关系，而且需要调整人类经济行为与海洋生态保护之间的法律关系。
3.海域生态补偿主体与受偿主体之间的权责利对等特征明显
除了国家财政直接补助的纵向补偿外，多数海域生态补偿的补偿方和受偿方之间往往会对各自的权责利进行明确的约定，最终形成对等的权责利法律关系。补偿方往往会要求受偿方供给更好或更多的海域生态服务，并分担由此而增加的额外成本，在满足双方约定的情况下，及时足额地向受偿方支付相应的海域生态补偿费用。受偿方为了提高海域生态服务供给能力，会对辖区海域生态实施严格保护制度，同时对沿海排污企业进行更有效的治理，这些保护活动无疑会额外增加受偿方的生态保护和环境治理成本，并会由此丧失一些重要经济发展机会，需要通过海域生态补偿方式弥补上述损失。
（二）海域生态补偿法律关系的主体
海域生态法律关系的主体，是指在海域生态补偿活动中依法享有权利和承担义务的参加者。
1.国家是海域生态补偿法律关系的多元化主体
国家作为特定范围海域生态资源的所有者和监管者，既是海域生态补偿的补偿主体又是海域生态补偿的受偿主体。所谓的“国家补偿是指国家（中央政府或国家机构）承诺的对生态建设给予的财政拨款和补贴、政策优惠、技术输入、劳动力职业培训、提供教育和就业等多种方式的补偿”〔6〕。国家理应成为海域生态补偿重要的补偿主体。反过来讲，在其他海域生态补偿主体向国家交纳生态补偿费时，国家无疑是海域生态补偿的受偿主体。与此同时，国家还是海域生态补偿的监管主体。
2.地方政府是海域生态补偿法律关系的重要主体
地方政府是地方权力机构的执行机关，地方政府通过行使行政管理权，实施国家海域生态保护法律法规，执行海域生态保护以及海洋资源保护管理职能。地方政府参与海域生态补偿活动，主要是以行政监管者的身份出现，行使法律法规赋予的监督管理权力，并履行海域生态补偿义务。地方政府作为海域资源所有权的人和管理者，是非常重要的海域生态补偿利益相关者。这种利益相关者主要分为以下两种情况：一方面，作为海域生态受益区，地方政府应按照法律法规规定代表受益区进行生态补偿；另一方面，作为海域生态服务提供区，地方政府应按照法律法规规定代表提供区政府接受补偿。
3.涉海企业和自然人是海域生态补偿活动的直接参与者
在框定海域生态补偿直接参与者范围时，应全面分析特定海域开发活动和准确评估海域生态系统变化的情况。涉海企业和自然人主要通过开发利用海域生态环境和海洋资源向海洋排放各种污染物质或通过科技手段减少排污改善海域生态环境，由此成为海域生态补偿法律关系的主体。其实，并不是所有的涉海企业生产行为都伴随着对生态的破坏，相反地，有些企业的生命及利润就寄托在良好的生态环境中。
4.环保公益性社会组织是海域生态补偿法律关系不可或缺的主体
在海域生态保护活动中，环保公益性社会组织等社会团体曾经发挥过并继续发挥着不可替代的作用。联合国也倡导社会团体尤其是非政府组织（NGO）应在海域生态保护领域中发挥作用。环保公益性社会组织参与海域生态补偿属于社会补偿的范围。这种补偿类型属于非直接利益相关者承担的社会责任，且应纳入社会道德倡导范畴。
（三）海域生态补偿法律关系的内容
海域生态补偿法律关系的内容主要包括海域生态补偿权利和海域生态补偿义务。所谓海域生态补偿权利，是海域生态法律关系主体依法享有的受到补偿的权益，具体表现为可以获得生态福祉的权益，或者要求他人作出补偿或不得提供不符合要求的生态服务。所谓海域生态补偿义务，是指海域生态补偿法律关系主体所受的法律约束或承担的责任，表现为海域生态补偿义务主体必须采取措施提升海域生态福祉或不得作出损害海洋生态环境的行为。海域生态补偿权利与义务是相互融通、相同依存的，特定主体履行海域生态义务的目的也是为了更好地享有一定的生态权利。同时，权利与义务应该是平衡的，没有无义务的权利，也没有无权利的义务。
（四）海域生态补偿法律关系的客体
海域生态补偿法律关系的客体是指海域生态补偿主体之间发生权利义务所指向的对象〔7〕，主要包括海域生态系统、海域生态补偿行为及其他权益。
1.海域自然生态系统是海域生态补偿法律关系的首要客体
海域自然生态系统是指在一定海洋时空范围内，由海洋生物因素与海洋环境因素相互作用、相互影响所构成的综合体，或者占据一定空间的海洋生态客观存在的实体，是海洋生命系统与环境系统在特定空间的组合。在一定程度上讲，海域生态补偿法律关系主要是围绕人类活动与海域生态系统之间的关系来展开的。
2.海域生态补偿行为是海域生态补偿法律关系的重要客体
海域生态补偿行为是指海域生态补偿主体依法应当从事保护海洋生态环境的行为或依法被禁止从事破坏、损害海洋生态的行为。每个国家都需要通过创设法律关系的方式，激励各类主体积极从事保护海域生态的行为或严格禁止破坏海洋环境的行为。从行为类型角度来看，海域生态补偿行为主要分为海洋生态修复、经济补偿和资源补偿三种类型。
3.其他生态权益
可持续发展权益、环境权等其他权益，也是海域生态补偿法律关系客体的有机组成部分。建立健全海域生态补偿法律制度的根本宗旨，是协调人们发展经济与海域生态保护之间的关系。在海域生态补偿法律关系中，可持续发展权益等其他权益是海域生态法律关系客体的最新发展。
四、海域生态补偿费的法律性质及其与海域使用金之间的关系（一）海域生态补偿费的法律性质
目前，海域生态补偿费主要来自政府财政转移支付，但是在实践当中容易混淆海域生态补偿费、海洋环境损害赔偿费、海域使用金之间的关系。至于海域生态补偿费的法律性质，学术界和实务中也是众说纷纭、莫衷一是。笔者认为，海域生态补偿费与海洋环境损害赔偿费具有不同的内涵和外延。
1.海域生态补偿费与海洋环境损害赔偿费的区别
从法学的角度来看，海域生态补偿是有别于海洋环境损害赔偿的另一项制度安排。海域生态补偿费是特定主体在合法开发、利用海域过程中给海洋生态系统造成减损或影响的情况下而承担的法律责任；而海域环境损害赔偿费是特定主体因违法行为造成生态破坏后果所应承担的法律责任。质言之，海域生态补偿费意味着海域自然生态利用行为的“合法性”，而海域生态损害赔偿费意味影响海域生态系统行为的“违法性”。
2.海域生态补偿费不属于行政事业性收费范畴
征收海域生态补偿费的目的主要包括以下两个方面：一方面应当激励市场主体积极进行海洋生态资本投入、提升海洋生态福祉；另一方面则应当从资金上保证修复海域生态环境的成本落到实处。从这个意义上讲，海域生态补偿费应是苛以在海域开发、利用及保护过程的特定主体维护海域生态环境的一种社会责任和经济负担。所以，若将海域生态补偿费性质定位为行政事业性收费，在理论上难以自圆其说。并且，在国家大力推进行政审批制度改革、清理乱收费的政策背景下，继续将海域生态补偿费纳入行政事业性收费，容易被误以为是“乱收费”，进而阻碍海域生态环境保护工作的开展。
综上，海域生态补偿费应界定为以有效保护和提升海洋生态福祉为目的，以政府财政转移支付为主导，以市场运作为原则，以经济手段和法律机制为主要调节方式，对为恢复和维持海域生态环境服务功能而牺牲发展机会的，或者因为特定海域被开发利用而利益受损的个人、单位及地区进行经济补偿中的现金给付。
（二）海域生态补偿费与海域使用金之间的关系
海域生态补偿费是对海域自然生态系统修复的补偿，是解决海洋经济发展过程中的生态正外部性内部化问题的有效措施，也是特定主体在合法开发、利用海洋资源过程中应担当的社会化责任。“海域使用金是国家作为海域自然资源的所有者出让海域使用权应当获得的收益，是资源性国有资产收入。从经济性质看，海域使用金属于资源租金，是国家在海域一级市场上海域使用权转让的收益；从法律性质看，海域使用金属于权利金的范畴。”〔8〕总而言之，两者的区别在于，前者是一种生态社会责任的承担，而后者是国家海域自然资源使用权转让的一种资源性收益。
参考文献：
〔1〕黄鸣鹤.谁来负责生态补偿〔J〕.民主与法制，2014，（11）：25.
〔2〕王淼，段志霞.关于建立海洋生态补偿制度的探讨〔J〕.中国渔业经济，2008，26（3）：12-151.
〔3〕郑苗壮，等.海洋生态补偿的理论及内涵解析〔J〕.生态环境学报，2012，21（11）：1911-1912.
〔4〕赵玲.生态经济学〔M〕.北京：中国经济出版社，2013：21.
〔5〕李娇.环境善治：面向公共生态福祉的政府选择〔N〕.光明日报，20141021（7）.
〔6〕杜群.生态补偿的法律关系及其发展现状和问题〔J〕.现代法学，2005，（3）：187.
海洋生态损害评估范文第5篇
关键词：生态系统 海洋生态 服务功能
1. 引言
生态系统是人类社会的生命支持系统，为人类福利提供了大量的服务。生态系统的服务功能是指生态系统提供、生态过程中形成、人类赖以生存的自然环境条件及其效用［1］。生态系统服务研究属于生态学和环境经济学的交叉学科方向，也是海洋学的研究热点之一。近年来，众多学者开展了大量研究，极大地推动了生态系统服务研究的进展［2］。其中，以Daily和Costanza等的工作最具代表性。Daily系统介绍了生态系统服务的概念、服务价值评估、不同生态系统的服务功能等内容。生态系统服务不仅是联系生态环境与社会经济的桥梁，也是将行政经济手段应用于生态环境管理的桥梁。对于海洋生态系统服务的研究，让我们更加清楚地认识到海洋生态系统对于人类的重要意义和作用，也为可持续性管理提供了更好的理念和方法。
国内科学家积极关注生态系统服务研究。欧阳志云等通过计算得出我国陆地生态系统主要服务功能的经济价值为30.48万亿/年。陈仲新等按照Costanza的方法按面积比例折算后，得到我国陆地生态系统效益价值为5.61万亿/年，海洋生态系统效益价值为2.17万亿/年，是同年我国GDP的1.73倍，比欧阳志云的结果明显偏低。何浩等基于遥感数据认为中国陆地生态系统2000年所产生的生态服务价值为9.17万亿元。不同学者的估算结果都说明我国陆地生态系统的服务价值在万亿量级［3］。
陆地生态系统服务研究已经取得显著进展，出版了生态系统服务功能研究专著。国外针对海洋生态系统服务的研究不多。Duarte分析了海洋生物多样性和生态系统服务之间的关系。Hol-mund分析了大西洋斯德哥尔摩群岛海域放流5种鱼类所提高的服务价值变化。国内已有学者开始关注，实际的研究工作不多。徐丛春等探讨了海洋生态系统服务价值的估算框架体系。汪永华等采用问卷方式研究海南新村海湾生态系统服务恢复的价值，当地居民的最大支付意愿为56.87元/人，恢复该区域生态系统服务的经济效益每年至少有325万元。2002年国家海洋局资助了我国第一个海洋生态系统服务研究课题，陈尚等率先对胶州湾生态系统服务功能进行了探索性研究，建立了我国海湾生态系统服务功能分类体系。2003年科技部资助朱明远等研究2种不同性质的海洋生态系统服务功能和价值，包括养殖开发型海湾――桑沟湾、保护型生态系统――南麂列岛，初步研究报告已经完成。目前研究工作是建立不同海洋生态类型的服务功能定量和价值计算的方法，并开发生态系统服务价值评估软件，应用于评估4大海区(渤海、黄海、东海、南海)和11个沿海省区的近海生态系统服务价值。2005年3月，国家海洋局启动了为期5年的“海洋生态系统服务功能及其价值评估”研究计划，经费总额228.8万元。
2. 研究进展
2.1 基础理论研究
对于生态系统服务的基础理论研究主要集中在生态系统服务的定义和内涵、服务的分类指标体系、生态系统服务的产生与受控机理等方面。对于生态系统的服务，存在着不同的理解和定义。Cairns(1997)认为：生态系统服务是人类生存和福利所必需的那些生态系统功能。Daily(1997)则认为：生态系统的服务是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用。Costanza等(1997)指出：生态系统服务就是生态系统为人们提供的物品和服务的统称，它代表着人类直接和间接从生态系统得到的利益。董全(1999)认为：生态系统服务是指那些由自然生物过程产生和维持的环境资源方面的条件和服务。MA(2003)则认为：生态系统服务是指人类从生态系统获得的效益。Daily和Dasgupta(2004)进一步将生态系统服务的定义明确为：生态系统服务是生态系统以及它们的生物多样性通过广泛的生态效应与过程，对人类所提供的各种效益，包括了物质生产、生命支撑功能、生活满足效应和选择的保留。从这些定义来看，Daily的定义更倾向从生态学角度来阐明生态系统的服务，在生态学研究中被广泛采用和认可［4］。
2.2 价值评估研究
自1997年后，许多生态学家与经济学家都对生态系统服务进行了研究和讨论，对完善价值评估理论和方法做出了贡献。Goulder等(1997)详细地分析讨论了生态系统服务价值的哲学基础，并指出生态系统服务除了具有内在价值，对人类还具有工具价值。一般认为，生态系统服务的价值除了哲学含义以外，还具有生态学、经济学与社会学含义。在生态学上，生态系统服务的价值来源于生物的生存价值和协同进化，并与生态系统的调节功能和生境功能相关联，通常以能量的形式来表达价值的多少，称为能量价值论。在社会学中，生态系统服务的价值受信息功能支持，是实现社会和谐与可持续发展的基础。在经济学中，生态系统服务的价值是以货币形式来表达生态系统的产品和服务的效用性大小、稀缺性多少以及获得这些服务所需成本的高低。生态系统服务的总经济价值(TEV)包括了使用价值(UV)和非使用价值(NUV)两大部分，前者又包含了直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)和选择价值(OV)，而非使用价值则包括遗产价值(BV)和存在价值(EV)。尽管在学术上还存在着争议，但大多数学者将存在价值归类于使用价值当中［3］。同时Farber等(2002)指出，生态系统服务价值还具有时间含义：由于对未来的不确定和利息折扣等因素，人们通常认为未来的价值不如现在高。应用研究各国的学者们利用生态系统服务的生态学和经济学理论，以及生态系统服务的价值评估技术方法对不同的生态系统以及不同类型的服务进行了大量的研究和探索，取得了一批具有可利用价值的成果。
3. 海洋生态系统服务学科发展方向
海洋生态系统服务研究已经起步，今后需要在以下10个方面加强研究：(1)海洋生态系统服务功能的定量化及其在不同尺度(海湾、海盆、大洋、全球)上的转换；(2)不同海洋生态类型(如海湾、珊瑚礁、红树林、草滩湿地等)服务价值的准确计算方法；(3)重要人类用海活动对生态系统服务功能时空格局的长期影响；(4)支撑海洋生态系统服务功能的关键生态过程；(5)各类海洋工程、海岸工程和海洋灾害损害海洋生态系统服务价值的评估理论、方法；(6)海洋生态系统服务功能与生态系统健康、国家生态安全的关系；(7)在县、市、省、海区、大生态系、大洋、全球尺度开展海洋生态系统服务价值评估；(8)海洋生态补偿金和生态补偿制度；(9)生态系统服务价值评估对优化沿海土地开发、产业开发、海洋功能区划、海域使用、海域环保的贡献；(10)优化生态系统服务价值利用的技术、经济和管理对策。
参考文献：
［1］Daily G C. Introduction：What are Ecosystem Services? ［C］ //DailyG C，ed. Natures’ Services：Societal Dependence on Natural Ecosystems. Washington DC：Island Press，1997.
［2］张朝晖，王宗灵，朱明远.海洋生态系统服务的研究进展.生态学杂志，2007，26(6)：925-932.
