大通河流域生态环境恢复问题探讨（精选4篇）
1.大通河流域生态环境恢复问题探讨 篇一
石羊河流域民勤绿洲生态补偿问题探讨
保护石羊河流域民勤绿洲的`生态环境十分重要,其中能否建立起长效的生态补偿机制,是解决民勤绿洲生态环境问题的核心.在实地调研基础上,分析了民勤地区的生态补偿现状,对优化石羊河流域民勤绿洲生态补偿机制的对策建议进行了探讨.
作 者：汪慧玲 李兰兰 作者单位：兰州大学经济学院,甘肃,兰州,730000刊 名：农村经济与科技英文刊名：RURAL ECONOMY AND SCIENCE-TECHNOLOGY年，卷(期)：20(6)分类号：X3关键词：石羊河流域 民勤 生态补偿
2.大通河流域生态环境恢复问题探讨 篇二
关键词：河流,环境污染,监督管理,治理
1 环境现状
1.1 河流基本情况
克里雅河流域位于和田地区于田县境内, 南北长约466km, 东西宽30~120km, 流域有发源于山区的大小河流共有11条。其中可利用的河流有5条, 包括克里雅河 (和田地区第三大河流) 、皮什盖河、阿羌河、土米亚河和苏克塔亚河, 多年平均径流量为8.554亿m3。流域土地总面积为3.95万km2。另有暂时不能利用的洪沟, 仅夏季有洪水, 年径流量为0.085亿m3。
流域呈牛腿状, 东以民丰县为界, 西与策勒县相邻, 北临浩瀚的塔克拉玛干沙漠与沙雅县接壤, 是于田人民的母亲河, 也是和田地区三条主要河流之一。
克里雅河流域空气干燥, 日照充足, 蒸发量年际变化比较稳定, 降水稀少, 主要以农业和畜牧业为主。
1.2 流域经济社会发展及流域用水情况
克里雅河流域流经于田县, 流域土地总面积为3.95万km2, 截止2012年, 区域内总人口数为252716人, 人口增长率为1.52%, 农业灌溉总面积为46030hm2 (2011年) , 年均增长率为1.12%。
克里雅河流域生产总值达到135923万元以农业为支柱产业, 兼有畜牧业、纺织业和食品加工业等。
2011年, 克里雅河流域的社会经济用水 (不包含生态用水) 总量为44388万m3。其中, 农业灌溉用水为41883万m3, 占总用水量的94.36%;生活用水为2505万m3, 占总用水量的5.64%。
1.3 流域污染物排放现状
克里雅河流域涵盖了于田县, 拥有城镇人口252716人, 工业源42家, 还未建设城镇生活污水处理厂, 垃圾填埋场1座。废水排放量为143.89×104t/a;其中, 化学需氧量排放量为896.46t/a, 氨氮排放量为103.6t/a。
工业废水排放量为3.76×104t, 占克里雅河流域废水排放总量的2.6%;其中, 化学需氧量排放量为60.92t, 占整个流域化学需氧量排放量的6.79%;氨氮排放量为2.36t, 占整个流域氨氮排放量的2.27%。工业废水污染物排放主要来自小型建材行业和食品加工业, 其污染物排放量均占到了整个流域工业废水污染物排放量的80%以上。
生活污水排放量为139.96×104t/a, 占克里雅河流域废水排放总量的97.3%;其中, 化学需氧量排放量为823.32t/a, 占整个流域化学需氧量排放量的91.84%;氨氮排放量为100.63t/a, 占整个流域氨氮排放量的97.13%。
由以上分析可以看出, 流域主要污染源为生活源。
2 存在的问题
2.1 沙石料采挖失去平衡, 导致严重生态环境问题
当地除了传统农业、传统地毯编织业、传统副食品加工业之外, 没有新的经济增长点。近年来, 在克里雅河下游采挖砂石料的工厂比较多, 而且还比较集中, 甚至有很多自发采挖砂石料的农民, 由于采挖砂石料人数在不断地增多, 而且砂石料采挖力度又在不断地增加, 导致河床破坏, 水土流失严重, 水位下降, 严重影响到中下游人们生产生活状况。
2.2 城镇及工业水污染治理水平落后
地处克里亚河流域的于田县, 还未建设城镇污水处理厂。排放工业废水的企业中, 尚有数十家企业未建设相应的废水治理设施。
2.3 生活源污染问题亟待解决
地处克里亚河流域的于田县, 还未建设城镇污水处理厂。辖区的生产、生活污水经过地渗、蒸发方式进行处理, 污水难以保证达标排放。总体来看, 流域城镇污水处理率低, 大量未经处理的城镇污水直接排入河流下游, 成为克里亚河流域的主要污染源。进而影响了流域的可持续发展。
2.4 克里雅河流域下游生活垃圾污染严重
克里雅河下游, 乱倒生活垃圾和医疗垃圾现象极其严重, 有时乱倒垃圾堆积如山, 严重污染流域下游水质;其中, 医疗垃圾污染, 存在严重隐患。
3 对策及建议
3.1 加强对克里亚河流域生态环境问题的重视
为加强对克里亚河流域生态环境问题的治理, 县分管领导, 县政府所属发改、环保、水利、住建、财政、国土、农业、水利、畜牧等部门联合行动, 负责统一组织、部署、指挥和协调流域生态环境治理。派专人加强对流域乱挖乱开采现象的专项整治。
3.2 多方筹措, 加大投入
坚持“谁污染、谁治理”的原则, 排污企业应加大污染治理资金投入, 完善污染治理设施和稳定运行。
3.3 加强城镇环境基础设施建设
要积极争取城镇污染治理项目资金, 加快城镇污水处理、垃圾处理等污染物治理工程步伐, 完善城镇服务功能, 保障污染物排放总量控制目标的完成。
3.4 强化监控, 落实责任
建立克里亚河流域水污染综合治理长效机制, 实行水质目标责任制, 把流域水环境质量指标纳入政府工作目标责任制考核;环保部门强化流域水质监控, 每月对水质进行监测, 同时加大对工业污染源的监测力度, 为流域污染综合治理提供技术支持。
3.5 宣教先行, 全民参与
大力开展环境保护宣传教育, 充分利用世界环境日、地球日、世界水日等纪念活动, 开展集中宣传, 提高各族干部群众的环境意识, 促进全社会共同参与, 使克里雅河流域污染综合治理成为广大人民群众的自觉行动。新闻媒体积极组织克里雅河流域污染综合治理的新闻报道, 对重点、难点、热点进行跟踪报道。
参考文献
[1]和田统计年鉴2011、2012年
3.大通河流域生态环境恢复问题探讨 篇三
伊通河流域是我国重要的商品粮基地,近年来随着人口猛增及社会发展,过度垦殖、超载放牧等人为不合理的土地利用方式,导致流域内水土流失情况比较严重,对研究区土地利用可持续发展造成很大威胁。因此,本研究以伊通河流域1995、2000、2008年三期的土地利用图为基础,采用数理统计和数学模型等方法,系统分析了伊通河流域1995-2008年土地利用结构及其动态变化特征,明确其变化的主要类型,揭示土地利用变化过程及其演化规律,为伊通河流域土地管理决策和土地资源可持续利用提供科学依据。
1 研究区概况
伊通河发源于吉林省伊通满族自治县的青顶子山,松花江的三级支流,主要流经伊通满族自治县、长春市、农安县等,流域面积为88.4万hm2。伊通河流域地处东北平原腹地,上下游地势差异较大,属温带大陆性季风气候区,受大气环流及经纬度的影响,四季分明,多年平均气温为5.3 ℃,气温呈现东南山区较低,平原区较高的特征;多年平均降雨量为593.8 mm,全面降雨量分配不均匀,降雨主要集中在6-9月,降雨量可达463.1mm,占全年降水量的78%;多年平均蒸发量为1 662.4mm;多年平均日照数为2 643.5h;多年平均风速为4.5m/s以上,如图1所示。伊通河流域农牧业比较发达,是吉林省乃至全国重要的商品粮基地之一,流域内主要经济作物和农副产品有玉米、水稻、大豆、高粱、梅花鹿等。
2 研究方法
本文以伊通河流域1995、2000、2008年三期的土地利用图为基础数据,根据《土地利用现状调查技术规程》的分类标准,结合研究区自身的土地利用方式和特点,基于ArcGIS软件将研究区的土地利用类型划分为7类,分别为:水田、旱地、林地、草地、水域、城镇、其他用地。
(1)土地利用面积变化贡献率。土地利用面积变化贡献率是指某一类土地利用类型的变化面积占同一时期的土地利用类型变化总面积的百分比[5],公式如下:
式中:Ai为某一时段内第i种土地利用类型的变化贡献率;Uai、Ubi分别为研究初期、研究末期第i种土地利用类型的面积。
(2)变化强度指数。变化强度指数是指某一空间单元在某一研究时期内,土地利用变化面积占土地总面积的百分比[6]。为了能更好地比较某一段时期内,某种土地利用类型变化的强弱程度,本文通过计算其空间单元内的变化强度来表示,计算公式如下:
式中:Ti为某一研究时段内第i种土地利用类型的变化强度;B为研究区总土地面积。
(3)土地利用动态度。土地利用动态度是以土地利用类型的面积为基础,通过定量的描述研究区的土地利用类型在不同时期的变化速度,反映土地利用变化的剧烈程度[7]。本研究采用单一的土地利用动态度模型分析伊通河流域近20年土地利用类型变化的速度和趋势,其表达式为:
式中:K1为研究时段内某种土地利用类型的年变化率;Ua表示研究初期某种土地利用类型的面积;Ub表示研究末期某种土地利用类型的面积;T表示研究时段间隔年数。
(4)信息熵。信息熵是假定某一个区域的土地利用总面积为A,假定该区域的土地利用类型分为n类,则每种土地利用类型的面积为Ai(i=1,2,…,n),其表达式为:
各种土地利用类型占该区域土地类型总面积的比例为Pi,其表达式为:
式中:Pi表示第i种土地利用类型占该区域土地利用类型总面积的百分比;n为区域土地利用类型的数量。
由于,因此Pi具有归一性。根据香农(C.E.Shan-non)熵公式构建了土地利用结构信息熵(H)[8,9,10],其表达式为:
式中:H为信息熵,其单位与公式中对数的底数有关,以e为底时,单位为奈特(Nat)。
当区域内,各种土地利用类型的面积相等,即P1=P2=Pn=1/n时,熵值达到最大值,表明区域内的土地利用达到均衡状态;当H值为0时,表明土地正处于开发状态。信息熵的高低反映了土地利用的均衡程度,熵值越高,不同职能的土地利用类型数量越多,各职能类型的土地利用面积相差越小,土地分布越均衡,反之相反。
本研究采用土地利用结构信息熵变化率表示土地利用结构信息熵年变化速度的大小,其表达式如下:
式中:Vt为第t年土地利用结构信息熵变化率;Ht为第t年土地利用结构信息熵;Ht-1为第t-1年土地利用结构信息熵。
(5)均衡度和优势度。为更好地反映土地利用结构和规模特征[11],本文引入了土地利用均衡度方法,其表达式如下:
式中:E表示区域土地利用结构的均衡度E,是实际熵值与最大熵的比值,取值范围为0到1之间。
当E=0时,区域的土地处于最不均匀的状态;E值越大,土地利用结构的均质性越强;当E=1时,则土地利用类型达到最理想的平衡状态。相应地,优势度的表达式为:
式中:D为优势度,表示区域内一种或几种土地利用结构支配区域土地利用类型的程度,与均衡度的意义相反。
3 结果与分析
3.1 土地利用结构特征
基于伊通河流域1995、2000、2008 年三期土地利用图(见图2)以及ArcGIS软件,得出伊通河流域1995、2000、2008年各类土地利用类型的面积,结果见表1。
由表1可知,伊通河流域主要土地利用类型分别为:旱地、城镇、林地、水田,这四种土地利用类型占伊通河流域土地利用面积的92%左右。其中旱地、水田所占流域总面积的比例分别由1995年的69.99%、4.77% 减少到2008 年的67.57% 和4.51%;城镇用地和林地所占流域面积的比例分别由1995 年的11.52%、7.59%增加到2008年的13.56%和7.62%;草地、水域以及其他用地面积之和仅占伊通河流域总土地面积的8%左右。
1995-2008年,旱地、林地、城镇和其他用地面积均在增加,水田、草地和水域面积均在减少。期间,草地面积变化最显著,减少了29 265hm2,面积比例减少了3.31%;其次是城镇用地,面积增加了18 007hm2,面积比例增加了2.04%;林地面积仅增加了212hm2,变化比例最小,为0.02%。
因此,1995-2008年伊通河流域土地利用结构特征为:(1)旱地、城镇、林地和水田,为伊通河流域主要土地利用类型,构成伊通河流域土地利用的基本格局;(2)1996-2008年,伊通河流域土地利用结构变化特征主要表现为草地和水域面积减少,城镇和旱地面积增加,这与伊通河流域社会经济发展、城镇化建设及粮食生产需求等因素密切相关。
3.2 土地利用结构变化贡献率
根据公式(1)和(2),计算出伊通河流域1995-2008年伊通河流域土地利用结构时间变化的分异系数,结果见表2。由表2可知,1995-2008年,伊通河流域土地利用面积贡献率最大的土地利用类型为草地,其次是城镇用地和其他用地,贡献率分别为41.17%、25.33% 和17.23%,变化强度指数分别为3.31%、2.03%和1.39%;其中土地利用面积贡献率最小的土地利用类型为林地,面积变化贡献率和变化强度指数分别为0.30%和0.02%。因此,伊通河流域1995-2008 年土地利用结构变化中起主导作用的土地利用类型为草地和城镇。
3.3 土地利用变化动态度
根据公式(3)计算出伊通河流域1995-2008年各种土地利用类型的土地利用动态度(见表3)。由表3可知,1995-2008年伊通河流域旱地、林地、城镇和其他用地呈现正向变化速度,结果表明研究期内其面积呈现增加趋势;而水田、草地和水域呈现负向变化速率,结果表明研究区内其面积在减少。其中,其他用地的变化率和土地利用动态度最大,分别为296.04%和2.77%;其次是草地,变化率和土地利用动态度分别为-59.14%和-4.55%;林地的变化幅度最小,变化率和土地利用动态度分别为0.32%和0.02%。
%
3.4 土地利用结构信息熵、均衡度与优势度
根据公式(4)~(7)得出伊通河流域1995-2008年土地利用结构及信息熵(见表4)。由表4可知,1995-2008年伊通河流域土地利用结构信息熵的变化趋势为先增加后减少。其中,伊通河流域土地利用结构信息熵在2005 年达到最高值1.157 7Nat,表明土地利用系统的无序度逐渐下降,并于2005年土地分布达到最均衡,土地利用系统的结构性最好,1995-2005 年伊通河流域土地利用结构信息熵的年均增长幅度为0.08%;2006-2008年,伊通河流域土地利用结构信息熵值逐渐减少,2008年土地利用结构信息熵达到最低值1.127 1Nat,表明2008年土地利用的无序程度最高,土地利用系统内结构性最弱。
因此,由以上结果可知,伊通河流域土地利用内部结构的变化是导致土地利用结构信息熵值变化的直接原因。2006-2008年,土地利用结构信息熵总体呈下降趋势的主要原因是农业结构的调整,非农建设占用了水田和草地的趋势增强,同时政府实施了封山育林的政策,使原本偏低的旱地、林地、城镇用地和其他用地面积急剧增加,水田和草地面积急剧减少,表明伊通河流域正处于以市场为导向的农业产业结构中,但是从生态观点出发,居民用地和其他用地类型的增加使系统向着更加无序的方向发展。
由图3可知,1995-2008年伊通河流域土地利用结构均衡度与信息熵的变化趋势较一致,而优势度的变化趋势与信息熵和均衡度的变化趋势正好相反。结果表明,伊通河流域1995-2005年,伊通河流域土地利用结构由无序向有序发向发展,土地利用结构均衡度增强,优势度减少;2005-2008年,伊通河流域土地利用结构由有序向无序方向发展,土地利用结构均衡度减少,优势度增加。
4 结语
(1)1995-2008年,旱地、城镇、林地和水田构成了伊通河流域土地利用类型的基本格局,占研究区面积的92%左右;随着伊通河流域社会经济发展、城镇化建设及粮食生产需求等政策的实施,流域内土地利用结构变化特征主要表现为草地和水域面积减少,城镇和旱地面积增加。
(2)1995-2008年,伊通河流域土地利用面积贡献率由小到大的土地利用类型分别为草地> 城镇> 其他用地> 旱地>水域> 水田> 林地,变化强度指数分别为3.31%、2.03%、1.39%、0.57%、0.44%、0.26%和0.02%。因此,伊通河流域1995-2008年土地利用结构变化中起主导作用的土地利用类型为草地和城镇。
(3)1995-2008年,伊通河流域土地利用结构信息熵和均衡度的变化趋势较一致,都呈先增加后减少的趋势,优势度变化趋势与均衡度和信息熵的变化趋势相反,都呈先减少再增加的趋势,且2005年伊通河流域土地利用结构信息熵和均衡度达到最大值,优势度达到最小值,2008年伊通河流域土地利用结构信息熵和均衡度达到最小值,优势度达到最大值。
(4)伊通河流域土地利用结构及其变化特征与其社会经济发展、经济效益驱动密切相关。通过本研究,对伊通河流域土地利用结构的调整与优化、土地利用总体规划有着一定的指导和借鉴意义。
参考文献
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4.煤矿区生态环境恢复补偿机制探讨 篇四
关键词：煤矿区,生态环境恢复,补偿机制
煤炭资源开采造成了植被、土地及大气等生态环境的破坏, 当地居民的生存环境也受到了严重影响。生态环境恢复补偿的相关理论为人们治理修复生态环境提供了全新的思路, 我国的相关学者也在这方面做出了大量研究和分析, 充分借鉴西方发达国家的经验, 获得了一些成果。然而当前的研究都是按照原有的方法对修复责任主体进行划分, 笔者认为, 为了更好的治理生态环境, 还应构建生态环境补偿机制。下面就让我们一同对煤矿区生态环境恢复补偿机制展开分析。
1 煤矿区生态环境恢复责任主体
①煤炭生产企业。按照“谁开发、谁保护, 谁污染, 谁治理”的原则, 煤炭生产企业直接开发利用, 并对生态环境造成了严重的污染与破坏, 所以, 煤炭生产企业是煤矿区生态环境恢复工作的直接责任主体;②政府。计划经济时期的生态环境方面遗留了大量问题, 这些问题很难找到责任人, 这些问题的责任应该由政府来负担, 在生态环境恢复方面政府应该成立专项恢复治理小组, 并基于已经报废或者即将报废的煤矿, 提出生态环境恢复与治理的方案, 并对方案实施过程进行组织;③煤矿区生态环境补偿责任主体应是煤炭生产企业、中央与地方政府、煤炭消费者以及消费企业等在煤炭资源开发过程中的受益者。
2 煤矿区生态环境补偿对象划分
为了更好的修复生态环境, 应该按照单个煤炭开采者是否具备修复生态环境的能力, 对煤矿区生态环境补偿的对象进行划分, 将其分为开采者自己可修复治理的生态环境以及开采者自己难以修复治理的生态环境两种不同类型。
2.1 开采者自己可修复治理的生态环境
煤炭开采者自己可修复治理的生态环境, 实际上是指在煤矿区自身的责任范围内, 企业可以对由于生产而破坏的生态环境进行修复, 这里所说的生态环境修复主要包括采空区土地和采煤沉陷区土地的复垦和恢复、水土流失治理、地表沉陷治理、景观恢复投资以及废弃物占地生态系统恢复等方面内容。
2.2 开采者自己难以修复治理的生态环境
煤炭开采者自己难以修复治理的生态环境, 实际上是指依靠企业自身力量不能完成的生态环境治理与修复, 或者企业的治理效益明显小于整体上的治理效益, 同时责任人不明确的环境治理与修复也归于这类。如森林资源的“异地营造坑木林”, 水资源的“引黄入晋”, 区域固体废物污染、水污染、大气污染以及土地沙漠化的治理等。
3 煤矿区生态环境补偿机制构建
我国学者认为, 生态环境补偿机制的构建应该对“谁补偿”、“补偿多少”以及“如何补偿”三方面问题进行解决。
3.1 明确生态环境恢复责任主体
当前我们通常按照“新、旧账”的方式进行分治, 划分出煤矿区生态环境补偿对象的不同类型, 最终确定煤矿区生态环境恢复的责任主体。有关“旧账”主要有两种情况:①受益者明确的废弃矿山, 这种矿区可以按照“谁受益, 谁治理”的原则进行治理;②受益人不明确的废弃矿山, 这类矿区环境主要有政府来治理。而对于新矿山, 则应对其补偿对象类型进行划分, 上文已经提到, 这里不做赘述。
3.2 明确补偿标准
从理论的角度来看, 矿山生态环境补偿标准的确定, 主要应按照两种方法进行:①损失补偿法, 所谓损失补偿是指以煤炭资源开发造成当地生态环境价值的损失, 将其作为确定生态环境补偿标准的主要依据;②重置成本法, 所谓重置成本使之将受到损害的环境质量恢复到没有受到损害之前的环境质量, 这一过程所需要的成本, 将其作为恢复和治理环境、进行补偿的重要依据。从理论上来看, 生态补偿标准的确定应该将生态损失价值作为主要标准, 因为计算过程中存在一定难度, 因此多数学者认为, 最终生态环境补偿标准的确定应该以生态环境重置成本作为主要依据。
3.3 生态环境补偿资金的运作方式
为了进一步保证生产经营过程中煤炭开采者可以切实履行修复生态环境的义务, 应该引入保证金制度。对企业修复治理工作进行验收, 保证验收合格以后, 将其交纳的保证金以及相应利息返还给企业, 如果企业的修复治理工作不合格, 或者企业逾期没有治理, 则保证金不给予返还。保证金征收主要由政府利用税费征收的形式形成生态环境补偿基金, 矿山环境恢复治理工作没有达标企业, 将其交纳的保证金利用招投标的方式, 将基金最优配置于生态环境修复治理工作中, 此外, 还要引入修复治理验收制度, 对生态环境修复工作进行严格的质量验收。
4 有关补偿政策的建议
4.1 加大生态环境治理恢复的转移支付力度
增加国家在政策上对资源省份的倾斜, 特别是对于那些计划经济时期为国家经济发展做出过巨大贡献的老矿区、老工业基地和一些已经闭坑的老矿区给予政策上的倾斜, 为生态环境的治理与恢复提供专项财政拨款、财政贴息等政策。政府直接预算支持和各种专项补贴以及必要的政策支持, 会成为资源型产业得到继续发展的重要动力。
4.2 实施区域间、上下游产业生态补偿
①应制定出基于煤炭生产地与消费地的生态补偿政策, 充分利用东部向西部提供财政转移支付或援助资金的方式, 对西部地区进行变相的补偿;②制定出基于煤炭生产企业与消费企业的生态补偿政策, 在煤炭价格中适当增加一部分补偿性费用, 或者针对煤炭消费企业征收有关环境恢复补偿的税费, 并将这些税费纳入到煤炭企业的环境补偿工作中。
4.3 征收生态环境税
对于参与环境资源开发、利用的单位及个人, 严格按照污染程度及破坏程度的不同对生态环境税进行征收。可以适当为资源型城市给与税收返还, 返还的税收应应用于资源开采环境治理工作中。建立起与市场经济发展情况相适应的生态环境税, 并给予生态环境保护和建设资金之间建立起固定的渠道, 这样一来, 不仅可以统筹解决生态保护和建设资金的问题, 实现生态环境保护与建设投入的规范化、社会化和市场化, 同时还能消除部门重叠收费、交叉收费资金使用效益低的现象。
4.4 积极引入市场经济手段
①引入排污交易制度。当前排污许可制度还没有在我国得到全面实施, 同时排污权交易也还处于试点阶段, 这种情况下应该尽快完善排污交易制度, 充分利用市场规律, 对煤矿区的生态环境质量进行保护和改善。②引入配额交易制度。配额交易是指充分利用市场机制来展开生态环境保护工作, 著名的《京都议定书》就是配额交易的一个重要实施途径, CDM是发达国家为发展中国家提供资金和技术, 以减少温室气体的排放, 这样一来, 发达国家就可以增加等量的排放权, 与此同时为项目所在发展中国家提供相应的经济补偿。我国煤矿区生态环境恢复补偿工作可以充分借鉴这一机制, 引入配额交易制度, 由发达地区为落后地区提供经济上的补偿。
5 结语
综上所述, 煤矿区生态环境补偿实际上就是对由于煤炭资源开采而对生态环境造成的一系列破坏、污染等行为, 由于这些破坏和污染造成生态环境功能下降, 对其进行的补偿、恢复及综合治理等活动。煤矿区生态环境补偿机制可以对煤炭资源开发建设活动进行调整, 是一种有效的经济激励机制, 该项机制的实施不仅可以为煤矿区生态环境恢复治理工作提供政策上的支持和经济上的保障, 与此同时还对煤矿区的生态环境治理工作起到了非常大的积极作用, 对于人口、经济、资源及环境之间的协调发展起到了重要的推进型作用, 充分保证了煤炭工业与社会经济的快速发展。
参考文献
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