填海造地后评估

填海造地后评估（精选6篇）

填海造地后评估 篇1

海洋是全球 三大生态 系统之一,在气候调 节、物种庇护、渔业生产、环境调节等很多领域发挥着重要的生态系统服务功能,是维护地球生命系统的重要保障[1,2]。

围填海造地是一种彻底将自然海洋空间改变为陆地空间的海洋开发利用活动,其对海洋生态系统服务功能的影响已经引起了国内外学者的广泛关注[3,4,5]。王萱等[6]对福建同安湾围填海造地的生态系统服务损害的货币化价值进行了预测评估;索安宁等[7,8]对曹妃甸围填海造地的生态环境影响及生态服务功能价值损失进行了系统评估;张惠等[9]对青岛前湾围填海造地的海洋生态系统服务功能价值损失进行了评估。综述国内的围填海生态系统服务功能价值,可以发现这些研究多集中于北方的暖温带和亚热带海域,而对华南地区热带海域的围填海造地的海洋生态系统服务功能损害少有研究。为揭示热带海域围填海造地的海洋生态系统服务功能损害问题,本文选取海南洋浦围填海造地为例,结合热带海域的生态系统服务功能特征,通过建立围填海造地的生态系统服务功能价值损失评估方法,详细评估海南洋浦围填海造地的海洋生态系统服务功能价值损失,以期为热带海域围填海造地的生态环境损害提供剖析思路。

1研究区域

海南洋浦经济开发区位于海南省儋州市的洋浦半岛,是1992年3月国务院批准成立的国家级经济开发区,是我国首例由外商成片开发的开发区。 开发区内 面积30km2,区外规划 用地70km2,区内常住人口约4万人。洋浦经济开发区毗邻的洋浦湾是一个向西南方向敞开的弧形 海湾,洋浦湾内有一 内湾———新英湾(又叫儋州湾),新英湾和洋浦湾共同构成洋浦潮汐汊道海湾。洋浦湾北岸与新英湾北岸均为基岩海岸,海岸陡峭,高度为10 m左右。西北侧岸段则在基岩海岸基础上发育一条向西南方向延伸的狭长 沙嘴,长度达2.8km,并与其南侧的小铲滩毗邻, 构成了海湾西北侧的洋浦鼻(咀)岸段。洋浦经济开发区毗邻海域是我国重要的渔业资源水域, 可捕捞的海洋生物资源有红鱼、石斑鱼、马鲛鱼等鱼类600多种,青蟹、白叠贝、珍珠贝等底栖动物100余种。毗邻海域有珊瑚、红树林等生态旅游资源。2010年以来,洋浦经济开发区为了发展临海工业的需要,先后在开发区西海岸填海造地650hm2,布置了洋浦天然气加工利用基地、莲花山临港石化工 业园、莲花山临 港石化物 流园等11个项目,形成了海南洋浦经济开发区临海工业聚集区。洋浦经济开发区围填海造地空间分布见图1。

2围填海造地的海洋生态系统服务功能价值损失评估方法

根据海洋生态系统服务功能特征[10],将洋浦围填海造地的生态系统服务功能价值损失归纳为供给功能损失、环境调节功能损失、服务支持功能损失和文化娱乐功能损失4大类8项生态服务功能损失类型,包括水产养殖生产功能、灾害调节与控制功能、气候调节功能、污染物净化功能、生物多样性维持功能、旅游休闲娱乐功能和文化知识扩展功能。各服务功能类型的具体估算方法如下。

2.1水产养殖生产功能损失评估

围填海造地使原来的海域转化为陆地,损害了海域原有的海水生产功能,其价值可以根据市场价值法,用被填海域海水生产价值的利润来估算。洋浦经济开发围填海的食品损失价值损失包括2部分:一部分为人工养殖水产品的价值损失;另一部分为海域自然生物量的价值损失。

2.1.1人工养殖水产品的价值损失估算

人工养殖水产品价值损失的估算模型为

式中:P11为海水人工养殖的价值损失;R为每年单位面积的产值;C为养殖成本;S为围填海域面积。取利润率为20%,则P11=0.2(R-C)S。

洋浦经济开发区围填海造地工程范围内有7宗养殖用海,7宗养殖用海项目使用海域总面积为158.382hm2。养殖方式基本为网箱养殖, 养殖品种主要为军曹鱼、石斑鱼、鲷鱼,平均养殖产量为19.00t/hm2。根据对海南省水产养殖市场调研,石斑鱼市场批发价格平均为4万元/t,军曹鱼市场批发价格平均为3.2万元/t,取它们的平均值3.6万元/t。根据海南省2013年水产养殖调查,鱼类水产 养殖总投 入平均占 总收入的20.76%。海域水产养殖年限按50a计算,养殖水产品生长周期约为2a,则洋浦经济开发区围填海造地导致的人工养殖价值损失估算如下:

158.382hm2×19.00t/hm2×3.6万元/t× (50/2)-20.76%[158.382hm2×66.76t/hm2× 5.1万元/t×(50/2)]=21.46亿元。

2.1.2海域自然生物量的价值损失估算

洋浦湾附近海域的生物物种繁多,除鱼类、 贝类等常见的水产资源外,还有海参、珊瑚、白蝶贝、海藻等海洋生物。2010年3月调查共捕获鱼类生物22种,其中尾数占优势的鱼类是褐篮子鱼 (Siganus fuscescens)、五带笛鲷 (Lutjanus spilurus)和黑斑鲾(Leiognathus daura),其渔获量分别占总渔获量的20%、11%和10%,渔获重量的优势种是褐篮子鱼(Siganus fuscescens)、五带笛鲷 (Lutjanus spilurus)和黑斑鲾 (Leiognathus daura),其渔获量 分别占总 渔获量的24%、6.7%和2.3%。

本文主要估算渔业捕捞的鱼类、贝类、藻类等水产品。渔业捕捞水产品的估算应扣除人类将此项服务带到市场的成本。围填海造地造成海域自然生物量价值损失评估,一方面可依据海域贝类生物量的价值损失估算;另一方面也可直接估算自然海域鱼类、贝类、藻类的直接生物量价值损 失。 海域贝类 生物量价 值损失评 估模型为

式中:P12为海域水产品价值损失;X为初级生产力;E为初级生产力转化为软体动物的转化率;S为围填海域面积;a为贝类产品混合含碳率;b为贝类重量与软体动物重量的比;P为贝类产品平均市场价格 。

根据Tait R.V.对近岸海域生态系统能流的分析[11],10% 的初级生 产力会转 化为软体 动物,卢振彬等[12]人的研究表明,软体动物混合含碳率为8.33%,贝类重量与软体组织平均重量的比为4∶1。贝类产品平均市场价格为20元/kg, 销售利润率取60%,鱼贝类生长周期约为两年。

2010年3月洋浦港邻近海域初级生产力水平调查结果显示,调查海域初级生产力水平范围在385~4 419 mg/(m2·d)(以碳计),平均为1 530mg/(m2·d)(以碳计)。

海南洋浦经济区围填海造地650hm2,除去人工养殖海域面积150.95hm2,则导致499.05hm2的海域渔业资源自然生物量价值损失计算如下。

贝类软体组织生物量损失为

[1 530mg/(m2·d)×499.05hm2×365d× (50/2)×10%]/8.33%=167 293 708kg

贝类损失的价值为

167 293 708kg/20% ×20元/kg×60% = 50.19亿元

即洋浦经济区围填海造地650hm2造成海域自然生物量损失价值为50.19亿元。

2.2海洋生物多样性维持及基因资源供给功能损失评估

北部湾海域浮游植物年生产量高,生物饵料十分丰富,水生物种多样性极高,是多种鱼、虾、 蟹、贝类繁殖、栖息、生长的良好场所,具有十分重要的物种多样性维持生态功能。洋浦经济开发区附近海域位于北回归线以南的热带海洋区域,区域内海洋生物种类众多,拥有红树林、白蝶贝等珍稀生物资源,具有较高的基因资源价值。 海洋生态系统的基因资源供给服务功能价值,目前尚没有公认成熟的评估方法,可采用成果参照法进行估算。2002年DE Groot提出全球各类生态系统提供基因资源的单 位面积价 值介于6~ 112美元/(hm2·a)之间[13]。考虑到洋浦经济开发区附近海域位于热带海区,拥有丰富的生物资源和生物多样性,同时参考胡小颖[14]、索安宁等[8]研究,本文取单位面积海域物种多样性维持及基因资源供给功能价值为2 100元/(hm2·a)。

洋浦经济开发区围填海造地650hm2导致的海洋生物多样性维持及基因资源供给功能价值损失为

650hm2×2 100元/(hm2·a)×50a= 0.682 5亿元

即洋浦经济开发区围填海造地650hm2导致海洋生物多样性维持及基因资源供给功能价 值损失为0.682 5亿元。

2.3海洋气候调节服务功能损失评估

海洋生态系统的气候调节服务来源于海洋生态系统及各种生态过程通过对温室气 体的吸收和固定,达到对某一区域或全球气候的调节作用。海洋生态系统的气候调节服务主要来源于海洋生物光 合作用生 长过程对CO2、CH4、NXO (过氧化氮)、CFC(氟氯烃)等温室气体的吸收和固定。由于温室气体的数量与区域或全球的平均气温呈正相关,所以海洋的气候调节服务评估可采用海洋生态系统对温室气体的固定数量来 确定。

海洋浮游生物光合作用反应方程式

可知,海洋浮游生物每生产162g的干物质可吸收固定264g的二氧化碳,同时也释放108g的氧,即海洋浮游生物每生产1g干物质可固定1.63g二氧化碳,同时释放1.19g的氧。

围填海造地的海洋生态系统气候调节服务功能价值损失计算公式为

式中:VOC为气候调节服务的价值损失;PPi为评价海域固定i类温室气体的数量;Ci为固定单位数量温室气体的费用。

根据光合作用方程式可以推算出植物每生产1g干物质,需要吸收1.63g二氧化碳。根据目前国际上通用的碳税率标准和我国的实际情 况,采用我国的造林成本260元/t和国际碳税标准150美元/t的平均值635元/t作为碳税标准。

海洋浮游生物光合作用生长过程在固定温室气体二氧化碳的同时,还释放一定数量氧气。 其计量指标可以采用氧气的释放数量费用,有害气体的吸收数量费用等,计算公式为

式中:VOA为空气质量调节的价值;QEi为评价海域释放的氧气数量;Ci为生产单位数量i气体的费用;QAj为评价海域吸收的j类有害气体数量;Cj为处理单位数量j类气体的费用。由于其他有害气体计算比较复杂,本研究只计算海洋生态系统氧气释放的价值。根据光合作用方程式可以推算出植物每生产1g干物质,可以释放1.19g氧气,氧气吸收价值采用工业制造氧气的费用400元/t作为估算标准[15]。

根据2010年3月洋浦港邻近海域初级生产力水平调查结果,洋浦海域初级生产力水平范围在385~4 419 mg/(m2·d)(以碳计),平均为1 530mg/(m2·d)(以碳计)。洋浦经济开发区围填海造地650hm2造成的海域气候调节功能价值损失计算如下。

固定温室气体CO2的功能损失数量为

650hm2×1 530mg/(m2·d)×365d×1.63 ×50a=295 838.89t

固定温室气体CO2功能损失的价值为

释放有益气体O2的功能损失数量为

释放有益气体O2的功能损失价值为

2.4海洋灾害调节与控制功能损失评估

2002年De Groot[13]提出全球生态系统生物控制服务的单位价值为2~78美元/(hm2·a)。 海南洋浦经济开 发区附近 海域为热 带海域,台风、风暴潮等海洋灾害问题突出,海岸带生态系统在防护台风等自然灾害方面发挥着重要的作用。因此,取二者的最高值78美元/(hm2·a), 即487.72元/(hm2·a)作为洋浦经济开发区单位面积海域所提供的生物控制服务功能的估算价值基准。

洋浦经济开发区围填海造地650hm2,导致此区域海域转变成为陆地,完全丧失海岸灾害调节与控制功能,造成的海岸灾害调节与控制功能损失价值为

即洋浦经济开发区围填海造地650hm2导致的海岸灾害调节与控制功能价值损失0.158 5亿元。

2.5海洋污染物净化功能损失评估

陆源入海污染物质通过海洋生态系统的生物、化学、水文等一系列海洋生态过程而转化为无毒无害的物质,其作用的性质与污水处理工厂相似。海洋生态系统的污染物净化功能主要体现在对进入近海海域引起海水富营养化 的氮元素和磷元素的固定,以及对COD和石油烃的去除等方面。污染物处理功能大小与海洋环境容量价值密切相关[16],采用影子工程法间接估算洋浦经济开发区围填海造地造成的污染物处理服 务功能价值损失,其估算公式如下:

式中:Pi为评价海域某一污染物每年的环境容量价值;Xi为评价海域该污染物每年的环境容量;Ci为评价海域该污染物的人工处理成本。选择无机氮、无机磷和石油类作为污染评价因子。 2010年3月份调查获得的洋浦经济开发区围填海造地海域水体主要污染物浓度见表2。

mg/L

由表1可以看出,根据海南 省海洋功 能区划,洋浦经济开发区围填海造地海域属于工业与城镇建设功能区,工业与城镇建设功能区水体环境质量管理要求达到第三类水体质量标准,具体指标为石油类0.030mg/L、无机氮0.400mg/L、 无机磷0.030 mg/L。依据调查 得到的石 油类、 无机氮和无机磷水体浓度和三类海水水质标准, 可计算得到石油类的环境容量为0.021 mg/L、 无机氮的环境容量为0.330 mg/L、无机磷的环境容量为0.028mg/L。洋浦经济开发区围填海造地650hm2造成石油类、无机氮、无机磷的环境容量损失估算如下。围填海区域平均水深7m。

石油类:650hm2×7m×0.021mg/L×50= 46.638t

无机氮:650hm2×7m×0.330mg/L×50= 749.613t

无机磷:650hm2×7m×0.028mg/L×50= 62.563t

根据国务院《排污费征收使用管理条例》,石油类去除成本取7 000元/t。无机氮的去除成本为1 500元/t,磷酸盐的去除成为为2 500元/t, 采用替代成本法,估算洋浦经济开发区围填海区域的环境容量及其充分利用该容量进行污染物净化的生态服务功能价值。

石油类:46.638t×7 000元/t=32.64万元

无机氮:749.613t×1 500元/t=112.44万元

无机磷:62.563t×2 500元/t=15.64万元

以上总和为32.64万元 +112.44万元 + 15.64万元 =160.72万元。即洋浦经济开发区围填海造地650hm2造成的海洋污染物净化功能价值损失为160.72万元。根据洋浦经济开发区附近海域的水动力环境观测结果,近岸海域海水循环周期为3个月,则50a的海域污染净化功能价值损失为3.21亿元。

2.6海洋文化服务功能损失评估

海洋生态系统所产生和吸引的科学研究以及对人类知识的补充等贡献,可以通过对该地区进行的科学研究投入数量以及获得的科学研究成果数量来间接计算此项服务[11]。在实际操作中,由于各类科研投入部门不一,形式多样,科研成果数量类型复杂,难以量化。当前洋浦经济开发区所在的洋浦半岛正处于开发大发展的起步阶段,在水产养殖、海洋开发技术、海洋生态环境保护和海洋经济产业等方面具有典型而重要的研究价值。1997年Costanza等[17]提出近岸海洋水域单位面积的精神文化服务价值约为5 425美元/(km2·a),我国陈仲新等[18]根据中国生态系统的实际现状计算出中国各类生态系统单位面积的平均科研文化价值约为3.55万元/(km2· a)。采用成果参照法,本研究取以上二者的平均值3.47万元/(km2·a)。则洋浦经济开发区围填海造地650hm2造成的海洋文化服务功能损失价值为

650hm2×3.47万元/(km2·a)×50a= 0.11亿元

即洋浦经济开发区围填海造地650hm2造成的海洋文化服务功能损失价值为0.11亿元。

2.7海洋旅游娱乐服务功能损失评估

海岸景观和海岸优质的生态环境是旅游娱 乐休闲产业的重 要基础资 源,据调查分 析海南省儋州市旅游业80% 与海岸和 海洋有关,滨海旅游是区域旅游业的重要内容。2012年洋浦经济开发区所 在的儋州市全面共接待国内外游客63.83万人次,旅游收入4.72亿元。儋州市海岸线长度为267.30km,其中本次围填海造地占用海岸线8.206km,形成工业与港口区域,彻底失去旅游娱乐功能价值。旅游收入的80%为海岸与海洋旅游收 入,则单位海 岸线的旅 游收入为141.26万元/km。

洋浦经济开发区围填海造地650hm2占用海岸线8.21km,造成的旅游娱乐功能价值损失计算如下

141.26万元/km×8.21km×50a=5.80亿元。

即洋浦经济开发区围填海造地占用海 岸线8.206km造成的旅游娱乐功能价值损失5.80亿元。

3结果分析

评估结果表明(表2),洋浦经济开发区围填海造地650m2的生态系统服务功能价值损失总计达到84.35万元。在这些海域生态系统服 务功能价值损失组成中,以物质供给功能组价值损失量最大,为71.65亿元,主要为围填海造地海域的水产养殖功能损失和自然海域渔业生产功 能的损失,占洋浦经济开发区围填海造地生态系统服务功能价值损失总量的84.94%;其次为环境调节功能,损失的生 态系统服 务功能价 值为6.11亿元,占围填海造地的生态服务功能价值损失总量的7.25%;文化娱乐功能组的服务功能价值损失量位居第三,达到5.91亿元,占洋浦经济开发区围填海造地的生态系统服务功能价值损失量的7.01%;服务支持功能组的生态系统服务功能价值损失最小,只有生物多样性维持功能1项, 价值损失0.68亿元,仅占洋浦经济开发区围填海造地的总生态服务功能价值损失量的0.81%。

在具体的8项生态系统服务类型中,自然海域的渔业资源生产功能价值损失是洋浦经济开发区围填海造地的海洋生态系统服务功能价值损失最大类型,损失价值每年将近1.00亿元,占海域总生态服务功能价值损失量的59.50%。其次为海域的人工养殖生产功能价值损失,围填海造地海域原有人工水产养殖海域约150hm2,围填海造地造成水产养殖海域养殖功能的彻底丧失,丧失的养殖功能价值每年为0.43亿元,占围填海造地 的海域生 态服务功 能价值损 失的25.44%。旅游休闲娱 乐功能价 值损失量 为第三,每年损失休闲娱乐功能价值1 160万元,占围填海造地的生 态系统服 务功能价 值的6.88%。 另外,污染净化功能、灾害调节功能、气候调节功能和生物多样性维持功能的价值损失分别每年达到642万元、32万元、548万元和136万元。

4结论

根据海南热带 海洋生态 系统特点,构建了围填海造成的海域生态系统服务功能损害的货 币化评估模型与方法,评估了海南洋浦围填海 造地的海洋生态系统服务功能价值损失。结果表明:海南洋浦经济开发区围填海造地650hm2, 造成的海洋生态系统服务功能价值损失84.35亿元,其中物质供给功能价值损失占84.94%,环境调节功能价值损失占7.25%,文化娱乐功能价值损失占7.01%,服务支持 功能价值 损失占0.81%。在具体服务功能类型上,自然海域渔业生产功能和海域人工养殖生产功能损失最大,分别达到50.19亿元和21.46亿元,其次为旅游休闲娱乐功能,价值损失5.80亿元,以上3项服务功能价值损失占洋浦经济开发区围填海造地的 生态系统服务功能价值损失总量的91.82%。

可以看出,洋浦经济 开发区围 填海造地 对海洋生态系统服务功能损失最大的是海洋的渔业生产功能,其次为海岸、滨海地区的休闲旅游娱乐功能,这两项海 洋服务功 能也是当 前海南省海域空间的主要生态服务功能。围填海造地也对海岸/海域的环境调节功能造成一定损伤, 主要包括海域的 灾害调节 功能、气候调节 功能和污染净化功能。围填海对海洋生态系统服务功能损伤的另 一类型是 海域的服 务支撑功 能, 由于该项功能相 对复杂,限于技术 原因本研 究只评估了围填海造地对海域生物多样性物质功能/基因资源供给功能的价值损失,由于评估范围有限,围填海造 地对该项 功能价值 的损失也 最小。

填海造地物权研究 篇2

填海造地法律关系复杂,牵扯到的法律多,单单是调整物权的法律至少包括《海域使用管理法》和《物权法》,在行政法规和规章层面则更多。填海造地的开发者必须先取得海域使用权才能填海作业,填海造地工程完毕,符合具体要求才能取得相应的土地使用权。填海造地工程结束后开发者可能得到的结果是:(一)取得土地使用权;(二)待定;(三)不能取得土地使用权。第一种情形,不存在问题,毋庸赘言。后两种情形,则需要法律加以细致调整,明确各方权责。由于法律规定过粗,且没有很好地衔接,以致开发活动无谓地搁置,徒浪费人力财力,确需法律进一步协调完善。学界对此的看法趋同,但未能提出有效解决方法,理论上尤其是在物权产生及转化问题上还需更进一步的研究,变换不同的视角去观察,以优选出最佳解决方案。

1 海域使用权的物权属性

海域使用权是指权利人依法占有特定海域并利用海域进行养殖、旅游、运输、采矿、修筑港口和各种设施等并获取收益的权利。《海域管理法》第三条规定:“单位和个人使用海域,必须依法取得海域使用权。”海域使用权是填海造地的权利基础,也是后续各种私权的母权利,对海域使用权的性质界定十分必要,它直接影响到填海造地的制度设计。

在相当长的时期,尤其是在《物权法》出台之前,海域使用权被认为是公法权利。海域使用权是内水、领海、专属经济区及底土派生出来的权利,根据《宪法》第九条,“矿藏、水流、森林、山岭、草原、荒地、滩涂等自然资源,都属于国家所有”。海域所有权属于国家,是国家主权的组成部分,属于公权利,由海域所有权派生出的海域使用权在逻辑上很容易认定为是单纯的公权利。不可否认,海域使用权具有公权利性质。最早使用海域使用权这一概念的法律是《海域使用管理法》,该法属于公法,该法的内容主要是国家对海洋资源的分配与管理,其权利设置也主要是出于管理方面的考虑,海域使用权顺其自然地被看作纯公法权利。

《海域使用管理法》颁布引起民法学界的兴趣,民法学者以私法视角观察,发现海域使用权并非纯正的公权利,而是具有私权性,确切地应该属于物权中的准物权。主要理由是:(1)权利客体相对确定。海域使用权客体为特定海域的空间,既包括水体部分,也包括底土部分。(2)具支配性和有排它性,这是物权的典型特征。(3)公示方式。海域使用权需要登记,这是不动产物权取得的标志。(4)权利性质属用益物权。即在他人的财产上设立独立的物权,海域所有权属于国家,使用权可以独立于所有权,归属他人。因此海域使用权应划归到私权领域,属于物权。但海域使用权归物权也并非无懈可击,如渔业权是捕捞海洋生物资源的权利,权利客体所指向的特定区域内的海洋生物资源是动态的,不符合物权特定原则;海上交通运输权是船舶在海上某条航线上航行的权利,同一条航线可以有多条船舶航行使用,不具备物权的排他性。作为填海造地的填海权物权属性不存在问题:填海区域是特定的,权利人有权排他地支配该海域。

根据国家海洋局2008 年发布的《海域使用分类体系》,按海域的用途和功能划分为九类模块:渔业用海、工业用海、交通运输用海、旅游娱乐用海、海底工程用海、排污倾倒用海、造地工程用海、特殊用海以及其他用海等,每类模块下又可分为不同的用海方式。显然海域使用权不是单一的权利,而是一类权利,类权利由不同的子权利组成一个有规模的权利群。在这些子权利中,有些具有明显的公法性,如海洋排污倾废,特殊用海中的军事用海等;有些明显地具私法性,如渔业用海、旅游娱乐用海、工业用海、民用造地工程用海。有的则权利性质不明显,如交通运输用海、海底工程用海。对于既有公权利又有私权利的类权利整体进行性质判断是不可取的,结论也难以令人信服。

海域使用权的公私权利之争,既有理论上的分歧,也有动机的冲突。海域使用权若划为纯公法性权利,则受公法调整,采用行政手段,权利的取得、转让、消灭完全取决政府;若归为纯私法性权利,则受私法调整,运用市场手段,权利的得失转移取决于当事人的意志。据上述分析,海域使用权中的填海造地权属于物权,填海人和国家是民事上的平等主体关系,权利义务应由双方当事人协商合议产生。

2 填海造地行为的物权分析

2.1 关于添附

填海造地是指用填充物填埋特定海域直至超出水面形成可以使用的土地,完成由海变地的物权变化,实现所有权上由海域使用权转化成土地所有权。填海行为是将动产附着于不动产,产生新的不动产,动产所有权随之消灭。从表面上看符合添附的形式要件,有些学者也认为填海行为就是添附行为。

添附是指因两物合并而发生的所有权取得,它发生在从物被主物所吸收因而变成主物的组成部分或构成要素之时。添附制度早在罗马法中就已经出现,罗马法将添附分为三种情形:即不动物与不动物、可动物与不动物、可动物与可能物的附合( 笔者注:不动物大致相当于不动产,可动物大致相当于动产)。可动物与不可动物附合的,可动物所有权归不可动物所有权人。添附制度的价值在于解决所有权归属,添附行为是事实行为,并不考虑行为人的添附行为合法与否、有权与否、过错与否,只考虑添附后所有权归哪一方。添附是将本属于不同所有人的物附合在一起,不能分离,或虽能分离但代价太高,在经济上不合理。通过添附制度使一方失去权利,他方取得权利,取得权利的一方需补偿对方的损失,以经济的手段解决权利的纷争。

动产与不动产的附合须具备两个构成要件:(一)相结合的动产是不动产的重要组成部分。(二)动产与不动产属于不同的所有人。以此检视填海造地行为,填海造地系填海物与海底的结合,动产与不动产的结合;填海物成为新的不动产——土地的重要成分,填海物远不只是重要成分,至少是主要成分,甚至是全部成分,没有填海物,就没有土地。这和用他人的油漆涂刷自己的房屋不同,因为涂刷之前房屋就已存在,油漆附合后原不动产还存在,且主体部分还是房屋,油漆只是作为房屋的重要成份。而填海之前土地是不存在的,存在的只是海,填海后土地产生,海消失而非作为新不动产的主要成分,填海行为不是对海域的改良,而是对海域的改变,而且是彻底改变海域的自然属性,这种行为远远超出添附所能解释的范围。填海物与原海域是否分属不同的所有人,这是有疑问的。笔者考察发现,现在最常用的填海方式是先在四周筑堤,然后往中间填充泥沙,中间所填充的大量泥沙多是在被填海域外围采掘抽取的海底泥沙,也就是说填海工程中所用的主要材料是海底泥沙,依我国法律,底土属于国家所有,海底泥沙的所有权属于国家,填海所用的动产主要部分国家所有,根据添附理论,同一个所有人的动产与不动产的结合不属于添附。填海行为不满足添附构成要件,填海行为不是添附。

2.2 填海行为性质认定

填海行为不属于添附,并不意味着填海行为法律上无价值。填海人在取得海域使用权,获得填海施工许可后,填海行为就是适法行为。由于填海人与国家之间并无填海上的合同关系,填海行为不属于合同行为。填海人之所以乐于填海施工,其目的在于造地,取得所造之地的土地使用权,完成用海到用地的物理转化。根据法律,填海所生成的土地所有权归国家,显然与填海人无关。如果单从填海方面考察,开发者与国家明显地权利义务不对等:开发者需交纳海域使用金,花费巨额的成本,填海所生之地却属于国家,对土地所有权不得有任何主张,似乎开发者只有义务,没有权利。事实上开发者具有获得土地使用权的资格,开发者对土地使用权有期待权,开发者支付的海域使用金和施工成本是这种期待权的对价。开发者的填海行为可理解为取得土地使用权的先前行为。

3 填海造地的制度重构

3.1 重构理由

首先,理顺物权关系。现行的制度是把两类不同的权利关系放在一起处理,表面看似一步到位,实际问题更多。实践中出现很多情况是开发者持有合法的海域使用权证,填海完工后,迟迟办不了土地使用权证,办不了土地使用权证就无法继续在土地上开发或转让,使开发者处在无限期的等待中,浪费资源,错失商机。海域使用权与土地使用权不能很好地承接转化在于两者适用不同的法律,用行政手段强行将两种不同的法律制度放在一起很容易相互排斥。既然一步到位的尝试失败,应该让制度“恢复原状”,回归到各自领域。

其次,部门间的利益及掣肘。海域使用权的管理归海洋渔业部门,土地使用权的管理在国土部门,海洋管理部门负责收费,国土部门负责发证,显然两个部门的权责严重失衡,两个部门之间的利益争夺受损害的是开发者,这也是一些开发者填海后无法去换领证书的重要原因。

再次,去行政化。填海造地本质是民事行为,应当受民事法律调整,代表国家的政府与开发者是平等的民事主体,权利义务依当事双方的合意而定,权利义务受到侵害依合同法或侵权责任法追责,可通过民事诉讼寻求司法救济。现行的制度是行政模式,若遇到政府行为不当致开发者权利受到损害,只能通过行政途径或者行政诉讼解决,这种方法对开发者的保护远远低于民事方法。民事活动应该回归到民事领域,只有在民事法律领域才能对双方当事人更为公平地约束和保护。

最后,有利于资源利用统一规划和环境保护。开发者填海造地的动机是逐利,政府考虑的重点是可持续发展,环境保护与资源利用的高效统一,是政府管理的重要职能。为避免开发者盲目上项目,政府可以充分利用自己的卖方地位,进行宏观调控,按照海洋功能区划及土地利用规划决定交易哪块海域。政府掌握的环境信息更充足,可以进行总体及局部的环境补偿与治理。填海的项目可以在政府宏观调控之下进行市场化运作,但是对资源和环境的保护不能交给市场,必须政府亲自管控。

3.2 海域使用权重构

现行海域使用权制度是公私权利混合的统一管理模式,一方面不利于权责的划分,另一方面也不利于权利的救济。海域使用权作为类权利必须公私分立。公权利性质的海域使用权其价值追求在于公平,使社会成员公平地享受公共资源;私权利性质的海域使用权其价值追求在于效率,即资源利用高效化。《海域使用管理法》是一部公法,海域使用权类权利中的子权利具有公法性的,继续保留在该法中;私权性质的应该从该法中剥离出来,纳入到物权法范畴。由于《物权法》是一部基本法律,其稳定性是第一位的,非合适时机不宜修改,且海域使用权与《物权法》相比不具有相当的重要性,因海域使用权而启动修改《物权法》程序不妥。但可以考虑制定一部专门法律如“海域使用权法”,以专门规范海域使用权中的私权利行为。“海域使用权法”应明确规定政府在出让海域使用权中的权利义务,与相对人应当订立书面合同,政府与合同相对人的权利义务来源于合同,海域使用权合同受《合同法》调整,两方就合同内容发生争议时,可提交民事仲裁或提起民事诉讼。由于海域使用权属于不动产用益物权,海域使用权的取得需登记,不动产物权的取得、变更、消灭应符合《物权法》规定。《物权法》早已为海域使用权预留了空间:《物权法》第一百二十二条规定,“依法取得的海域使用权受法律保护”。

3.3 填海造地的“双层”结构设想

现行制度是两种性质不同的权利一体处理,结果出现很多开发者填海却得不到地的问题,根源就在于没有分层处理,以至权利“卡壳”,解决这个问题的根本出路在于分离两种制度,实际是制度的回归。即是将“填海”与“得地”相分离:“填海”发生在政府与甲方当事人之间,“得地”发生在政府与乙方当事人之间,甲方和乙方可以是同一主体,是否为同一主体取决政府的选择,完全按市场规则运行。填海的一方只负责施工将海变成地,其与政府间的关系是建设合同关系,与是否得地没有直接关系;得地的一方只需从政府手中购买填海所造的土地,与政府的关系是土地出让关系。

“双层”设计的优势是:(1)回避政府部门间的利害关系。填海方与政府订立合同,按合同实现自己的债权,收回投资,没有填海不得地的后顾之忧,风险大大降低。得地的一方也不用担心土地使用权的问题,因为土地使用权是从一级市场中购买的,没有法律风险。政府因考虑土地使用权出让,必然会积极协调内部关系,而不是像现在开发者成为部门的“夹心饼干。(2)冲减开发者的热情,防止盲目开发。由于陆上土地资源有限、开发成本过高,而填海造地的开发成本相对很低,经济上的驱动会使海上土地开发过热,既不利于经济的理性发展,对生态环境也构成很大的威肋。“双层”结构切断了填海与得地的因果关系,开发者即便填海也极可能得不到地,这样可以大大消减开发者的热情。(3)理顺了关系,有利于问题解决。权利各回其位,关系不再错乱难解。如果采用双层结构,现在的问题基本都能解决,而且可以防范风险。例如,如果填海者出现经济困难,刚填好地即无力开发,土地使用权又没领到,按现有的制度无法转让土地使用权以收回投资自救,不得不面临巨大亏损;而按双层结构,填海者只要完成填海工程,即可以从政府那里实现债权,而不是把赌注全都押在最后。(4)有利于海域统一规划及环境保护。政府可以按照海域统一规划有计划地利用海域,并将土地收益用于弥补海洋生态环境,使海洋这片“蓝色领土”持续地为我们提供福祉。

摘要：受土地供应量和土地价格的影响,陆上土地开发成本越来越高,人工填海造地成为沿海地区新的开发趋势。开发商盲目的热情与法律制度不合理共同造成了填海造地的混乱局面。如何消除现有的混乱局面,关键在于理顺法律关系,不同的制度生硬地放在一起难免会滋生麻烦。海与地是不同的权利客体,适用不同的法律制度,填海造地行为理论上由两种法律制度规范,实践中行政部门生硬地把两者放在一个程序中完成,看似程序简化了,实则产生更多问题。填海不得地的情况屡有发生,有的情况适用现有制度无解,这既损害了开发者利益,又造成资源的极大浪费。海域使用权是权利群,既有公法权利也有私法权利,属于私权的部分应由私法调整,主要由《物权法》调整,私权行为由私法调整更有利于问题的解决。

关键词：填海造地,添附,制度重建,双层结构

参考文献

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[9] .杨华.香港填海造地的法律实践及其借鉴.法学.2013.1

填海造地后评估 篇3

强夯法是将夯锤提到高处使其自由落下, 给地基以冲击和振动能量, 而使地基固结、提高地基承载力、改善其变形及渗透性质的人工处理地基方法。填海造地一般工程量浩大, 造地面积以及人工填土层厚度较大, 工程建设之前一般均用夯机遍夯, 夯后的地基经检测后视其夯击效果直接利用或再加以处理采用复合地基运用于实际建筑。场地、填土性质的特殊性增加了强夯检测难度, 一种单一检测方法难以满足要求, 在实际工作中我单位采用多种方法联合检测取得了较好效果。现结合工程实例加以详述。

2. 工程概况

拟建场地原为沿海滩涂, 经人工回填、整平, 并进行了强夯处理, 检测面积为68万米2, 其中, 低层区面积为9万米2, 高层及多层区面积59万米2。

目的:对强夯效果进行检测, 处理后的持力层 (人工填土) 承载力特征值以180Kpa为评价标准;并对强夯影响深度进行评价。

任务:检测按单元布点, 采用浅层平板载荷试验、瑞雷波法、动触、标贯试验等方法;低层区以3千米2为一检测单元, 多层及高层区以5千米2为一检测单元;每单元设计1静载试验点, 3个瑞雷波法 (点) , 3个 (动触、标贯试验) 测试点。

场地自上而下分布有人工填土 (1) (成分为碎石为主, 充填砂、粘性土及少量建筑垃圾) 、淤泥质粉质粘土 (2) 、中粗砂 (3) 、强风化花岗岩 (4) 等工程地质层及淤泥质粉土、粉质粘土、粉细砂等透镜体亚层。

场地在勘察深度范围内观测到2层地下水, 第一层为潜水, 与海水相连通, 相互影响, 水位埋深0.00-0.50m, ;第二层为承压水, 水头埋深2.10-2.60m。

3. 检测

本次采用的检测方法为:先进行瑞雷波法, 之后进行重型动力触探或标准贯试验, 依据前两试验结果安排静载试验位置并进行试验。

瑞雷波法是根据频散曲线进行分层和层速度计算并做出定性解译;在定性解译的基础上, 计算各层的横波传播速度, 并对获得结果进行反演拟合处理形成V (m/s) -Z关系曲线图, 结合钻探揭示结果确定各岩土层面波视速度Vr变化情况与特征。

重型动力触探试验及标准贯入试验 (N63.5) 采用汽车钻进行试验, 利用63.5k的落锤、76cm落距下, 将触探头或标准贯入器打入土层, 根据打入的难易程度判定土层性质的方法, 主要用于判定各土层的密实程度、评价地基土水平方向和垂直方向上的均匀性、确定砂土地、粘性土的承载力。

平板载荷试验按瑞雷波速试验、重型动力触探及标准贯入试验结果, 选择有代性的试验点进行。可以根据荷载~沉降 (P-S) 曲线直接确定地基承载力特征值fak。

打渔山强夯地基检测项目共完成瑞雷波法490点、动力触探及标贯试验310点、平板载荷试验101点。场地典型剖面如下:

按瑞雷波法Vs (m/s) -Z关系曲线图特征, 结合钻孔重型动力触探及标准贯入试验直接揭示, 将每点Vs与各工程地质层对应统计分析, 可以得出每工程地质层的Vs特征值。再由重型动力触探及标准贯入试验、平板载荷试验确定的fak值数据, 总结出满足fak (180kpa) 的界限值Vs。

这样, 由瑞雷波法对强夯前后的各工程地质层Vs特征及上述对比结果, 就可以达到检测的目的, 即得出强夯有效深度和是否满足地基承载力要求这二项目的。

项目检测结果如下:

1) 由瑞雷波法Vs特征确定了强夯有效深度为8米。

2) 人工填土层fak≥180kpa的界限值Vs为255 m/s。

3) 不满足要求的人工填土层fak<180kpa的点由钻探重型动力触探及标准贯入试验确定为由于层中混粘性土、淤泥质土多及受地下水位影响所致。

4) 场地各检测点满足与否, 由内插法做出检测结果图, 不合格地段需进行补夯。

4. 结语

1) 瑞雷波速与动力触探、标贯试验具有较好的相关性。当地基土较密实、较硬时, 触探、标贯N值高, 波速Vr也较高;反之, N值较低, Vr也较低。但当填土地基中有一定量的大块抛石时, N值离散性加大, 但Vr却代表了一种整体平均效应, 瑞雷波法对强夯效果的检测更具优越性。

2) 动力触探、标贯试验及平板载荷试验通过测试N值、P-S曲线可以直接给出地基承载力特征值fak、压缩模量E0值。

3) 通过大量的统计数据, 可以建立N与Vr、fak与Vr、E0与Vr的经验公式, 这样瑞雷波法可以间接提供地基承载力特征值fak、压缩模量E0值。

打渔山强夯地基检测的实践证明, 对于沿海地区填海造地大面积的强夯检测, 运用瑞雷波速与动力触探、标贯试验及平板载荷试验相结合的检测方法效果良好。

摘要：随着城市发展, 建设土地资源越来越紧张, 沿海城市大多采用炸山填海造地, 所填碎石混土层一般较厚, 经强夯后的地基可利用为低层或多层建筑基础持力层。但填土层混大块块石, 粒度不均, 强夯后的地基很难用一种通用的原位测试方法来检测;本文结合工程实例, 对该类工程强夯效果的检测方法进行研究。

关键词：强夯地基,检测,方法,研究

参考文献

[1]《注册岩土工程师必备规范汇编》 (中国建筑工业出版社) ;

填海造地后评估 篇4

为统筹海陆资源利用,有序开发海洋资源,国家出台多个政策文件,加强对围填海造地行为的管理,但在体制和机制上仍存在诸多问题,给土地管理工作带来一定的影响。对天津乃至全国沿海城市而言,围填海造地的困惑与成果并存。

1 围填海造地在探索实践中取得的积极成效

1.1 拓展了建设空间,为沿海地区新增建设用地提供补充

据历年《海域使用管理公报》和《中国国土资源年鉴》统计,2003-2012 年,沿海地区填海造地总面积占新增建设用地供应总量的比重约为12%。在严格保护耕地的大背景下,填海造地为沿海地区新增建设用地提供了极大的补充。统计数据显示,2005 年以前沿海地区填海造地占同期新增建设用地的比重整体较小,填海造地在增加建设用地空间方面的优势尚未得到充分发挥。2005-2010年,填海造地呈较为稳定的上升态势,均值高达17.5%,填海造地成为沿海地区增加建设用地的重要手段,特别是2008年-2009年,填海造地很好地实现了扩大内需、促进经济平稳较快发展的保障作用,使得沿海地区顺利度过“金融危机”,实现了经济发展的“软着陆”。2010 年年底,我国实施围填海计划管理制度以来,填海面积有所缩减,2011-2012 年约为9%。从地区差异来看,2003-2012年,天津填海造地占新增建设用地的比重最大,约为50%,有力推进了滨海新区开发开放。天津依靠填海造地拓展了滨海新区近1/10的土地空间。此外,海南、福建、辽宁所占比例也均在20%以上。

根据规划,到2020 年滨海新区将形成港口综合服务区、临港工业区、南港工业区以及海滨旅游休闲区四个大型围填海组团(见图1),规划围海总面积达340平方公里。

随着沿海地区发展战略的全面部署,填海造地在保障城市发展建设空间中发挥了重要作用。根据《海洋功能区划》和《土地利用总体规划》,2011-2020年,建设填海造地预期规模将占到新增建设用地面积的19.75%。对于海洋依赖性较强的省市,填海造地的作用将更为明显。浙江填海造地占新增建设用地的比例预计将高达50%,福建、海南占比也在30%左右。

1.2 吸引了建设资金,与地方政府实现“双赢”

滨海新区作为国家综合改革实验区,在短短10 年间的高速发展过程中,为缓解政府投资基础设施和公益事业资金不足的压力,积极引进企业资金参与开发建设,包括参与围填海造地,实现地方政府与企业“双赢”局面。

用海项目交纳的海域使用金由相关的海洋行政主管部门负责征收,70%缴入用海项目所在地的省级地方国库,30% 缴入中央国库。天津市市级海域使用金收入(属于地方财政收入部分)近年来在滨海新区加快开发开放的背景下增长迅猛(见表1),2007 年收入仅1 亿余元,2008年激增达到9 亿元,2009 年和2010 年均超过10亿元。目前,海域使用金已经成为市政府非税收入的重要组成部分。

1.3 促进了沿海产业带的形成

沿海城市利用围填海造地,建设了一批能源、机械、海洋工程机械、石化、造船等现代产业,促进了交通、产业、城市协调发展,产生了良好的社会经济效益。滨海新区以填海功能区为载体,不断加大招商引资力度,大飞机、大火箭、大乙烯、大连有、大机车、大造船等大项目、好项目纷纷落地,形成了装备制造、生物医药、新能源新材料等优势支柱产业。航空航天产业从无到有,形成了“三机一箭一星”的产业格局;石油化工产业从小到大,形成了完整的产业链条,成为国家级石油化工基地;电子信息产业由弱到强,打造了“天河一号”超级计算机等一批具有世界领先水平的产品。

2 围填海造地存在的问题

2.1 超出规划确定的建设用地总规模

围填海造地规划往往会超出土地利用总体规划确定的用地规模,大量围填海形成的土地冲击着土地管理秩序。2005年以来,天津市围填海规模逐年增长,其中2007年和2009年增长速度最快(见表2)。

根据国土资源部有关政策要求,海洋功能区划已明确围填海造地规模和范围的,应纳入土地利用总体规划,但两个规划并不能完全衔接,围填海造地规划往往会超出土地利用总体规划。《天津市海洋功能区划》中确定的围填海造地项目,90%以上为纳入当前的土地利用总体规划。这些项目一旦批准实施,就会突破规划确定的用地规模。由于国土部门未对填海项目设置土地规划审查的前置要求,近年来的所有围填海项目,除少数几个项目办理相关土地手续需要而调整土地规划外,均未纳入规划管控,2014年审计提出“天津市人民政府应将围海造地形成的土地全部纳入建设用地总规模”。天津应该进行整改,严格管控。

2.2 海域使用权转换为土地使用权缺乏衔接政策

2001年颁布的《海域使用管理法》规定,“海域使用权人应当自填海项目竣工之日起三个月内,凭海域使用权证书,向县级以上人民政府土地行政主管部门提出土地登记申请,由县级以上人民政府登记造册,换发国有土地使用权证书,确认土地使用权” 。在实际工作中,除了符合划拨用地目录的公益性项目,可按国土资源部和国家海洋局联合下发的《关于加强围填海造地管理有关问题的通知》(国土资发〔2010〕219号)办理土地手续,转换为划拨土地使用权,其他依法应出让的项目还缺乏衔接政策。

2.3 脱离规划管控冲击土地管理秩序

目前,大量围填海形成土地无法通过办理土地使用证,有一半以上围填海土地自身也不愿办理土地手续,不愿进入土地管理体系。从全国看,有些沿海城市开始尝试直接以海域使用证代替土地使用证。如广东省中山市根据2012年广东省海洋与渔业局的复函,开始在中山市翠亨新区试点凭海域使用手续直接进入基本建设程序,办理建设用地( 海) 规划许可证、建筑工程规划许可证等相关手续。广西壮族自治区已初步同意钦州市开展海域使用证代替土地使用证试点的前期工作,召集金融办、人民银行、商业银行等单位开会研究,推动直接用海域使用证抵押贷款。

《天津滨海新区条例》试行政策提出,“新区应当建立海洋滩涂规划、利用和保护机制,推动天津海洋经济科学发展示范区建设,依照国家有关规定,试行凭海域使用预审意见和海域使用权证书办理基本建设项目立项、规划、施工、验收等手续”。如果围填海造地仅由海洋部门登记发证并具备与土地使用证同等的法律地位,将导致海洋部门突破海陆分界线而管理沿海陆地,带来很多后续问题,不利于建设统一高效的土地市场,不符合国家城乡地政统一管理的要求;如果海域使用证直接进入基建程序,将导致新增建设用地有偿使用费和地方应收取的土地出让收益大量流失,冲击土地管理秩序。

2.4 围填海用地粗放式发展

城市用地紧张的矛盾绝大多数来自城市建设用地的发展过于粗放,滨海城市也不例外。相比较于内陆城市,天津、大连等滨海城市变其自身自然条件所限,向内陆扩张异常困难,因此以向海洋要地作为发展方向是必然结果。然而,没有纳入土地规划规模管控,建设项目用地标准宽松,直接成为土地粗放利用的重要原因。因此,国土资源部《关于推进土地节约集约利用的指导意见》指出,要严格执行围填海造地政策,控制围填海造地规模。

天津滨海新区在向海发展过程中,受其区域战略背景影响,除去用于扩建天津港的交通运输用地以外,工业用地是围填海用地的主要用途。新区围填海的工业项目多是较为知名的大型企业,用地规模很大,普遍存在用地粗放、土地资源的闲置和浪费。

2.5 产业用地比例过大,公共空间环境缺失

根据发展战略,以天津港扩建为基础的围填海区域划分了四个区域:滨海旅游区、海港物流区、临港经济区、南港工业区。从面积比例来看,工业及港口等产业功能占围填海总用地的一半以上,成为主导支配地位。区域内以石油化工、装备制造业为主,对环境污染较重,已导致天津近海海域附近水质恶化等生态环境问题。尽管规划了滨海旅游休闲区为代表的民用功能,但是与主体产业功能用地比例相差悬殊。

根据滨海新区围填海区域用地现状,以天津港为主的交通运输用地总体布局已完成85%左右。以工业用地为功能的围填海区域用地需求明显增加,正在按照规划布局实施建设。旅游休闲区尚未发挥对滨海新区旅游业发展的重要作用,渔业码头开发较其他用地功能建设速度滞后。

围填海区域公共空间环境应包括公共岸线、沙滩、绿地和广场等。我国大部分滨海城市由于历史发展等客观原因,大多强调发展工业以繁荣经济,工业项目填满沿海岸线,忽视居民对于生活环境的需求。在经济发展、城市转型的今天,经济政策、工业的迁出、布局的调整以及居民对生态、生活环境的要求越来越高。调整用地布局以适应新型城镇化发展是许多地方政府面临的问题。对于天津滨海新区来讲,重视和优化生活岸线的布局任务艰巨。

天津滨海新区是天津市唯一的出海通道,是市民及游客亲近海洋的最近途径。现有海岸线153公里,港口、工业区占用了其中75%的岸线,留为公共空间环境的用地位置较偏僻,交通通达性较差。从岸线资源的利用情况来看,生活岸线集中于滨海新区北部中新生态城附近和东疆港东部。北部为旅游休闲用海区,距离新区城区20公里,距市中心70公里,交通距离远、便利性一般。仅在围填海形成的东疆港东部建成一片生活岸线,但是忽略了生活岸线与周边用地功能的关联性,配套服务并不令人满意。

3 围填海造地纳入规划管控的政策设想

3.1 对围填海用地实施规模管控

第一,改革当前天津市执行的类似于“直通车”的海域使用证换土地使用证制度,彻底摸清各类围填海用地数量、位置底数。严格落实围填海计划指标,严控超计划、超规模的用海。第二,应研究出台围填海建设联合预审、规划审查办法以及建立填海用地规模备案制度,实现对填海用地规模的前期和整体管控。第三,严格落实围填海计划指标,优先保证国家重点项目、民生基础设施类项目用海。严控超计划、超规模用海。

3.2 优化围填海区域用地布局

考虑功能布局的位置、与城市空间的联系、对环境的影响和对外交通的便利性提出五点优化路径。分别是尽量不要将危险、污染严重的工业布局在填海土地之上;避免工业用地占用过多的岸线资源,在填海工业组团内规划景观亲水廊道,打破工业用地的屏障;加强填海区域与后方陆域的功能关联;考虑滨海新区的城市空间发展的轴线关系,使填海区域与陆域的空间呈现连续性;加强对外交通系统的建设,避免工业运输与日常生活交通之间的相互干扰。同时在土地利用总体规划修改或新一轮修编中,对围填海用地进行优化和设计再造(见图2)。

3.3 理顺围填海审批管理相关职能部门关系

在审批环节,明确海洋、国土、发改、规划等部门职责,建立高效的协调机制,实现陆海规划一体化,利用和管理同步化。通过不动产统一登记这一重大改革契机,制定具体衔接政策,可采取由国土资源部门和海洋部门定期召开联席会议,联合审查项目的做法,将围填海形成土地从海洋部门转入国土资源部门进行管理,实现海域使用权和土地使用权管理的平稳衔接。

3.4 实行有利于土地管理的差别化政策

天津市目前围填海土地管理可依据的文件只有两个:《关于加强海岸线及建设用海管理工作意见的通知》(津国土房办〔2007〕10号)和《关于天津市填海项目海域使用审批与土地审批程序衔接有关问题的通知》(津国土房滨〔2007〕720号)。可以说自2007年,天津市政府土地管理部门再无对围填海用地的海域土地使用证换发、用地预审等方面提出任何政策法规,滨海新区围填海土地规模管控始终是一个盲区。因此,应吸收借鉴东南沿海地区好的经验,利用天津土地规划修改和京津冀土地规划编制的有力时机,全面介入,明确填海纳入规划规模的条件、类型和管理政策,让围填海新生的土地回归管控的体系,促进健康可持续发展。

摘要：近年来,随着我国沿海地区经济社会快速发展,工业化、城镇化进程加快,建设用地、用海需求日益增大,围填海造地成为沿海地区拓展发展空间、保护耕地、促进经济持续较快发展的有效途径。尽管国家出台多个政策文件加强围填海造地行为的管理,统筹海陆资源利用,有序开发海洋资源,但仍存在诸多问题。对天津乃至全国沿海城市而言,围填海造地的困惑与成果并存。为此,提出天津围填海造地纳入规划管控的政策四点设想,即实施围填海用地实施规模管控、优化围填海区域用地布局、理顺围填海管理相关部门关系、实行差别化政策。让围填海新生的土地回归管控体系,促进健康可持续发展。

关键词：围填海,土地规划管控,统筹海陆

参考文献

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填海造地后评估 篇5

但随着填海面积越来越大, 人类工程活动对海洋环境的影响进一步加深, 在获得巨大收益的同时, 大肆填海造地引发的环境问题也不容忽视。

1 填海造地引发的环境问题

填海造地带来了巨大的后遗症, 填海工程会直接改变区域的潮流运动特性, 引起泥沙冲淤和污染物迁移规律的变化, 减小水环境容量和污染物扩散能力, 并加快污染物在海底积聚, 对区域生态系统、防洪和航运造成影响。

如填海历史悠久的日本就深受填海带来的后遗症的困扰, 日本环境厅曾经发表的调查数字显示, 自1945—1978年, 日本全国各地的沿海滩涂减少了约3.9万hm2, 后来每年仍然以约2 000 hm2的速度消失。海洋污染使得很多靠近陆地的水域里已经没有了生物活动。海岸边随处可见工厂和混凝土围墙, 由于自然海岸线均被垂直建筑取代, 使可以平衡海洋生态的海洋生物无法栖息在海岸。由于工厂和城市长期排放污染物使硫酸还原菌等细菌大量滋生, 海底更是完全变了模样, 不但生物不能生存, 而且大量出现了赤潮的情况。过度的填海还导致日本一些港湾外航道明显减慢, 天然湿地减少, 海岸线上的生物多样性迅速下降, 由于海水自净能力减弱, 水质日益恶化[1,2]。

而我国沿海滩涂湿地约有200万hm2, 新中国成立以来, 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热潮, 使沿海自然滩涂湿地总面积缩减了一半。其结果不仅使滩涂湿地的自然景观遭到了破坏, 重要经济鱼、虾、蟹和贝类的生息与繁衍场所消失, 许多珍稀濒危野生动植物绝迹, 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的能力。广东南澳岛共有7处填海工程, 填海面积达340 hm2, 严重破坏了海域生态环境, 破坏了大量植被和原有地貌, 造成环岛沿岸沙石裸露, 水土流失严重。湛江大规模填海造陆已使麻斜海西海岸平均向海中推进500 m余, 造成严重淤积, 纳潮量减少1/4, 水深平均下降1.5 m, 航道水域面积也大为缩小, 不仅破坏了海洋生态环境, 更使该海区内的不少设施丧失或部分丧失了运作功能[3]。而香港填海造陆已使维多利亚港的正常功能受到威胁。维多利亚港港界水域原有7 000 hm2, 至1995年填海总计2 800 hm2, 现有水域4 200 hm2, 仅为原水域面积的60%, 造成了港口陆域用地不断被挤占, 水域减少, 船舶活动密度过大, 船舶航行条件恶化。港湾内不少海域深度变浅, 波浪和流速增强, 冲刷幅度增大。这些加速了港湾内的淤积变浅, 为填海创造了条件, 陷入填海—淤积变浅—填海的恶性循环。此外, 填海使港九海峡附近的波高增大, 港口作业及小型船舶安全受到威胁, 近年来海事在以30%的速率增长;厦门西海域的海岸工程和填垦造地使纳潮量减少了67%左右, 潮汐对泥沙的输运能力因此大大减弱, 使厦门港的淤积加重且通航条件受到影响, 每年必须花费800多万元清理航道[4]。

2 对填海造地引发环境问题的研究

尽管填海活动已经造成了很多的问题, 但对填海活动引发的环境问题的研究尚处于起步阶段, 相应的科学研究较为缺乏, 国内外仅有少数学者从事相关研究工作:Yip, Poon和Gowda[5,6,7]在研究香港岛的填海区中发现填海导致湿地和海洋环境的损害;陈永星[8]研究分析了福清东壁岛围垦对海域生态环境的影响;刘洪滨等人[9]采用博弈法对胶州湾的大规模围垦行为进行了分析, 论述了围垦造成的环境改变和生态破坏;倪晋仁等人[10]研究了填海对潮间带湿地生境的损失影响并做了评估, 并以深圳湾为研究区域, 根据数学模型预测的填海面积与潮间带面积关系图, 将填海方案对潮间带生境的影响归纳为3个级别:可忽略的、不可忽略但应补偿的和不可接受的。

而也有些学者从环境经济学角度对填海的损害进行了评估, 如:彭本容等人[11]从环境经济学的角度对填海造地生态损害的评估理论方法和应用做了研究, 并对厦门填海造地进行了经验估算, 得出在厦门每平方米填海造地生态损害的价值为279元, 远远高于现行的填海造地海域使用金征收标准;刘大海等人[12]参照会计学和环境经济学的原理与方法, 运用比率分析法构建围海造地综合损益评价体系框架, 并探讨了总量指标、比率评价指标和相关评价标准, 为今后围海造地综合损益评价提供了科学依据;苗丽娟[13]也基于生态和环境经济学的理论, 针对目前我国围填海开发中存在的突出生态环境问题, 探讨与研究了适合我国围海造地对生态环境造成损失的方法与测算模型, 为国家严格控制围填海和科学制定围海造地规划提供决策依据。

秦华鹏等人[14]通过分析填海工程的主要影响及控制指标, 提出了一种确定海湾填海优化岸线的综合方法, 即通过分析填海工程的主要影响及控制指标, 建立他们之间的层次关系, 利用各种数学模型 (如水动力学模型、泥沙模型和水质模型等) 定量描述各种填海岸线方案对应的海湾潮流运动、泥沙冲淤以及污染物迁移规律;根据生态系统与潮流运动和泥沙冲淤的定性关系, 间接评价填海对生态的影响。在此基础上, 采用层次分析法确定各种主要影响及控制指标的权重, 通过综合集成模型的预测结果评判各种填海岸线的优劣, 最后对权重和模型计算误差的影响进行敏感性分析。王学昌等人[15]以胶州湾为例, 应用分布杂交法, 建立了胶州湾变边界潮流数值模型, 并对其进行了模拟计算, 重现了该海域的潮流分布规律。另外, 根据几个填海方案分别进行了预测计算, 从而得到了几个方案分别实施时对潮流、水位和潮流量等水动力因素带来的影响。结果表明, 填海面积越大, 截流填海比顺流填海影响大, 强流区填海比弱流区填海影响大。

孙长青等人[16]以胶州湾为例, 采用分步杂交法, 在已建潮流场的基础上, 建立胶州湾海域二维变边界对流—扩散数值模型, 选化学需氧量 (COD) 为有机污染的指标因子, 并视为保守元素。对不同的填海方案, 造成胶州湾内化学需氧量 (COD) 浓度场的改变及污染物通量的变化, 进行计算分析, 并给出对污染物输运影响数值研究的初步结论。杜鹏等人[17]采用ECOMSED模式、算子分裂法和“干、湿”点法, 建立了胶州变边界数值模型, 从潮、余流、潮波系统和潮流能几方面, 预测分析胶州湾前湾填海造地对海洋水动力的影响, 结果表明, 前湾填海对胶州湾的潮波系统影响甚微, 振幅和相位的变化都在1%以内, 但是在前湾和工程附件海域潮流和余流变化比较大, 从能量角度看, 前湾填海造地对工程的局部造成的影响也比较大, 对地形的冲刷和淤积有所影响。

刘建等人[18]在总结深圳湾内一系列填海项目时, 发现填海对出海河流泄洪能力带来了不少负面影响。主要表现在:1996年福田保税区管理局在深圳河河口扩散段北岸约10万m2, 三角形地带填上50万m3, 使此区域内的地面高程由原来-1.0～0.5 m左右上升为5.0 m左右, 并部分侵占了深圳河口段的主河道, 由于河口段北岸福田保税区不断南扩和南岸红树林滩涂受地形淤浅影响日趋向北延伸, 已使原规划中的喇叭口出口段发生很大变化, 完全改变了出海口的地形条件, 对深圳河的行洪能力和防洪标准产生较大影响, 导致深圳河沿各河段防洪标准均有明显的降低, 特别是河口段的防洪标准由50年一遇降低至30年一遇, 大大降低了设计防洪标准和工程效益。大沙河口附近, 深港西部通道深圳一侧口岸管理区陆域5.6 hm2的用地是填海形成的, 填海外围线紧靠大沙河口西侧, 改变了深圳湾内的原有岸线形态, 特别是河口附近的岸线形态变化较大, 这势必会改变河口动力条件, 从而对河流泄洪造成影响;而且填海造地使得湾内纳潮量减少, 水体的总体交换能力下降, 水质状况进一步恶化。

李加林等人[19]对滩涂匡围海堤选线对邻近涵闸排水的影响进行了分析, 并以条子泥西侧岸滩仓东片匡围为例, 探讨了不同堤线方案下邻近闸下流槽各种落潮水量组成及其维护闸下排水能力的有效性。结果表明, 合理的滩涂匡围堤线方案, 在平均潮汛及一般大潮汛时对邻近闸下排水能力影响较小, 而在风暴潮或秋季大潮汛时有一定影响, 但可通过若干次冲淤保港来解决。

尽管还有学者敏锐地指出填海可能会导致海洋与海岸带生态功能破坏[20,21], 如营养储存和循环功能、净化陆源污染物功能、保护岸线功能、调节全球水动力和气候功能、吸收二氧化碳和释放氧气功能;同时还指出, 填海造地还会带来其他问题, 如海洋泥沙淤积、海洋环境质量下降、渔民赖以为生的空间丧失以及生境退化和海岸带生物多样性的减少等。但对这些问题还缺乏深入和系统的研究, 尤其缺乏有价值的野外监测数据和实验室分析数据。

袁兴中等人[22]通过对长江口南岸围垦潮滩和自然潮滩大型底栖无脊椎动物进行取样调查, 分析了围垦对潮滩底栖动物群落结构及多样性影响。研究发现:① 围垦使底栖动物种类减少, 种类组成发生变化;② 围垦1年后且仍受潮水影响的潮滩, 底栖动物种类丰富度虽有降低, 但其密度和生物量却明显增加;③ 围垦时间短且仍受潮水影响的潮滩与未围垦的自然潮滩相比, 其底栖动物多样性降低不明显;围垦时间长且潮水不能进入的潮滩, 底栖动物多样性明显降低, 反映了围垦的自然潮滩湿地生境退化;④ 围垦对底栖动物群落结构及多样性的影响, 是通过改变潮滩湿地生境中的多种环境因子造成的。唐承佳等人[23]研究了围垦堤内迁徙鸻鹬群落的生态学特性, 并指出科学管理围堤封堵后滩涂, 控制和改造湿地景观, 将在一定程度上降低围涂工程对鸻鹬群落的负面效应。葛宝明等人[24]通过以空间替换代替时间替换的方法, 研究了围垦后潮沟大型底栖动物群落的特点以及差异产生的原因。

慎佳泓等人[25]研究发现杭州湾和乐清湾滩涂围垦后对植物多样性造成的影响是多方面的, 建塘年代, 离海塘距离, 土地利用方式等都对植物多样性有不同程度的影响。

2002年欧冬妮等人[26]研究了围垦对上海滨岸东海农场沉积物无机氮分布的影响, 结果表明:表层沉积物中无机氮以NH-N为主, 11月份NH-N和NO-N含量显著增加, 大大超过8月和2月;围垦前与围垦后 (过程中) 的无机氮具有一致的分布序列, 并且围垦后 (过程中) 无机氮含量有增加的趋势;不同地貌单元沉积物中无机氮的含量发生了变化, 由大到小依次为:围垦前的高潮滩、中潮滩、低潮滩, 变为围垦后 (过程中) 的低潮滩、高潮滩、中潮滩;围垦后 (过程中) 柱状沉积物中NH-N和NO-N含量垂直变化趋势由随沉积物深度而增加变为随沉积物深度而降低。

而吴小根等人[27]在研究分析三亚港近年来淤积速率不断增强时发现, 主要是受人类活动的影响, 即在三亚港潟湖水域内大规模围建盐田及围海造陆, 使得潟湖纳潮水域面积和纳潮量减少。另外1995年, Mahmood和Twigg[28]发现填海与地下水位抬升之间有一定的关系, 这是最早关于填海对区域地下水影响的研究报道。他们发现填海区地下水位上升, 而且在海边狭长的填海区内都出现这种现象。

2000年, 焦赳赳[29]认为填海活动人为地增加了地下水排泄进入海洋的路径 (或者时间) , 并且由于填海封锁了地下水在海底的主要排泄区, 造成地下水排泄量的减少, 以上两个因素会导致在填海区域地下水的压力增大。他们在研究深圳及香港填海区的基础上, 从理论上提出了大面积填海后区域地下水流动系统的改变、咸淡水界面的移动及填海区地下水逐渐淡化的物理化学过程的概念模型[30]。

填海使区域地下水系统发生变化, 自然引发沿海区域环境地质问题, 典型的例子是填海区长期的不均匀沉降[31]。焦赳赳认为由于内陆地下水水位上升使地基承载力下降, 边坡的稳定性也会下降, 在雨季还会增加洪涝灾害的风险。

Mahmood 和 Twigg认为填海区水位的上升会导致土地承载力的下降从而使填海区建筑物出现沉降现象。另外, 因填海导致的其他工程问题, 包括地下水面上升会引起的建筑物的基底表层损害以及地基中混凝土结构的腐蚀等。中东地区城市发展过程中, 由于地下水面上升, 已经出现以上所有的环境地质问题。

3 各国对填海造地管理对策的探讨

针对出现的这些问题, 各国政府开始总结经验, 探索合理开发且综合利用海岸资源的可持续发展之路。

如, 荷兰在围填海造地中所获得的经验有:建立了规划和计划体系, 建立了围海造地综合评价技术体系, 建立了围海造地的后评估技术体系, 建立了定量评价技术, 对围海造地及海岸工程施工和营运期进行综合损益分析, 建立了公众、政府和议会议事与审批制度[32]。而为解决围海造地对生态环境所造成的负影响, 早在1989年荷兰政府就制定了国家环境政策计划, 规定到2000年荷兰缺水地区的面积必须比现有水平减少25%。1年后, 政府又通过了一项大规模的“回归大自然计划”, 1992年6月, 荷兰开始实施“还地为湖”的计划, 进入21世纪, 荷兰又推出了“退滩还水”计划, 其目标是对内陆河流下游缓冲区和海洋潮水侵蚀缓冲区沿岸区域开发进行更严格地评估, 以确保不会对荷兰海岸的恢复能力产生影响;同时研究海平面变化和沿岸的地面沉降, 以及气候变化所导致的降水量增加, 以减小海潮的威胁;进一步研究水管理新模式, 实施水综合管理, 同时关注水质量、环境、自然、渔业、休闲旅游、农业、航运和工业等方面的发展[33]。

日本专门设立了“再生补助项目”。整个日本的近海海域经历了20世纪六七十年代的严重工业污染, 尽管后来政府立法要求各工厂和城市限制排污, 但是要恢复以前的情况已经非常困难。现在日本各种海洋环保研究机构不断进行各种实验, 希望能够找到一些恢复生态环境的好方法, 这些试验包括人造海滩、人造海岸和人造海洋植物生存带等, 现在看来颇为有效。但这是一项长期的工作, 需要巨大的资金和其他投入, 所以日本政府还邀请了世界各地的海洋和环保学者, 提供资金和设备进行研究和试验, 同时, 政府也加强了管理。比如日本政府于1921年颁布了《公有水面埋立法》, 建立了围填海的许可、费用征收和填海后的所有权属等管理制度, 并与1973年通过了《公有水面埋立法修正案》, 加强了对围填海用途与环境影响审查等方面的要求[34]。按照日本现有这些法律规定, 如果要进行填海造地工程, 地方政府要首先组织各方人员进行广泛调查, 其中最主要的内容就是了解填海将对周围环境造成怎样的影响, 随后把报告提交环境省审批。现在日本国内新的填海工程申请基本被禁止, 城市垃圾的填埋有时会被考虑。

而我国政府为了遏制盲目围填海对海域的无序开发使用, 国家海洋局根据《中华人民共和国海域使用管理法》 (以下简称《海域法》) 的规定, 强化对海域的使用管理, 实施海域使用许可证和征收海域使用金制度, 减少无序开发对海岸带的破坏强度。

另外明确各级人民政府项目用海审批权限, 同时严格项目用海的审批管理。审批项目用海, 必须以海洋功能区划为依据, 以促进经济和社会协调发展、保护和改善生态环境、严格控制填海和围海项目、保障国防安全和海上交通安全为原则, 沿海县级以上地方人民政府要依据《海域法》的有关规定, 认真做好海洋功能区划的编制、修订和实施工作。海洋功能区划的编制和修订要经过科学论证, 确保其切实可行。经审批的海洋功能区划必须严格执行, 修改已批准的海洋功能区划必须经过法定程序, 凡不符合海洋功能区划的, 不得批准项目用海。

另外面对目前迅猛发展的围填海形势, 国务院于2002年发文《国务院办公厅关于沿海省、自治区、直辖市审批项目用海有关问题的通知》 (国办发[2002]36号) , 2004年又发出《国务院关于进一步加强海洋管理工作若干问题的通知》 (国发[2004]24号) , 而国家海洋局就贯彻落实此文的精神, 发出《关于加强区域建设用海管理工作若干意见》 (国海发[2006]14号) 的文件, 还有2006年11月起颁布实施的《防治海洋工程污染损害海洋环境管理条例》, 都要求严格控制滩涂围垦和围填海, 对围垦滩涂和围填海活动要科学论证, 并贯彻落实填海项目审批制度, 同时要求严格项目用海论证和环境影响评价的分析工作, 尽量减轻填海工程对海洋环境的影响。

面对大规模的填海行为, 针对填海造成的严重生态危害, 我国已有学者开始就更好地减少填海造地产生影响进行论述[35], 如张继民等人[36]从战略环境影响评价 (SEA) 角度出发, 分析了我国区域建设用海亟须开展海洋战略环评的必要性、可行性及存在的问题, 以期推动SEA在区域建设用海管理中的应用, 从源头上防治或减轻区域建设用海对海洋环境的损害。

刘霜等人[3]根据生态补偿机制的发展趋势, 以生态补偿这一重要的新型环境管理模式对“填海造地”用海管理进行了初步探讨, 用以弥补填海造地对海洋生态损害的价值, 以期增加填海行为主体的成本, 使其节约用海, 从而更好地减少填海工程对海洋生态环境的影响。

4 结束语

填海造地后评估 篇6

厦门翔安新机场填海造地工程位于厦门翔安区东南海面, 大嶝岛和小嶝岛之间, 与金门岛约3km。工程建设护岸17865m, 填海造地面积为14.38km2。

对于机场人工岛, 结构稳定和内力分析首先需要明确设计和极端工况下的波浪和水位的重现期组合, 鉴于国内、外的规范中均没有针对此类工程, 考虑防浪、防洪、防冲等作用下满足结构稳定、进行结构内力分析的标准, 厦门翔安新机场填海造地工程建设标准的确定借鉴了国内外港口、海堤等相关行业的规范和工程实例, 提出了相关设计标准。

2 工况组合

英国标准《Code of Practice for Maritime Structures》 (BS 6349) 中相关条文为代表的常规规定是:如果缺乏足够的资料确定高潮与大浪是否相关, 则应假定两者是相关的, 即某一重现期的波高将与相同重现期的极端高水位同时发生。中国《海堤工程设计规范》 (SL435/2008) 规定:设计波浪和设计风速的重现期宜采用与设计高潮 (水) 位相同的重现期。目前的研究成果尚无法分析本工程位置处波浪与潮位产生的联合概率, 因此可按国际惯例采用设计水位重现期与设计波浪重现期一致的原则进行设计水位与设计波浪要素的组合。

2.1 波浪潮位设计标准和校核标准

2.1.1 相关规范规定

根据《防洪标准》, 针对机场设置的防潮标准如表1所示。

厦门新机场将作为国家实现海西战略的重要支撑, 作为区域首要机场和门户机场, 运行主要国际、地区航线, 为闽南地区的枢纽机场;将作为区域综合交通枢纽对厦漳泉区域经济的发展以及区域同城化的进程起到关键作用。因此, 符合特别重要的国际机场的I级防洪标准。

2.1.2 相关人工岛案例

(1) 澳门国际机场人工岛

a.设计潮位重现期标准。水位设计标准为214年一遇水位值;水位校核标准为500年一遇水位值量。

b.设计波浪重现期标准。波浪设计标准为214年一遇水位条件下的Hmax;波浪设计标准为500年一遇水位条件下的Hmax。

(2) 港珠澳大桥隧道人工岛

a.设计潮位重现期标准

设计工况:选用重现期为100年的高、低潮位。

极端工况:选用重现期为300年的高、低潮位;并选用重现期为1000年的高、低潮位进行岛壁安全复核。

施工期:选用重现期为10年的高、低潮位。

b.设计波浪重现期标准

设计工况:选用重现期为100年的波浪要素。

极端工况:选用重现期为300年的波浪要素;并选用重现期为1000年的波浪要素进行岛壁安全复核。

施工期:选用重现期为10年的波浪要素。

(3) 日本关西国际机场人工岛

a.设计潮位重现期标准:最高海平面采用50年一遇的由台风导致的最高水位。

b.设计波浪重现期标准:极端大波的波高采用历史上在大阪海湾内记录的最大值。

(4) 日本东京湾横断工程木更津人工岛

a.设计潮位重现期标准:水位设计标准:100年一遇水位值。

b.设计波浪重现期标准:波浪设计标准:100年一遇波浪值。

(5) Palm Island at the coast of Dubai, UAE. (迪拜棕榈岛)

a.设计潮位重现期标准:水位设计标准:100年一遇水位值。

b.设计波浪重现期标准:波浪设计标准:100年一遇波浪值。

(6) 大连机场人工岛

a.设计潮位重现期标准

设计工况:选用重现期为100年的高、低潮位。

极端工况:选用重现期为200年的高、低潮位。

施工期:选用重现期为10年的高、低潮位。

b.设计波浪重现期标准

设计工况:选用重现期为100年的波浪要素。

极端工况:选用重现期为200年的波浪要素。

施工期:选用重现期为10年的波浪要素。

(7) 浦东国际机场工程

a.设计潮位重现期标准:水位设计标准:200年一遇水位值。

b.设计波浪重现期标准:波浪设计标准:200年一遇波浪值。

综上, 参考相关资料及以上已建人工岛的设计标准, 结合《厦门翔安机场防潮排涝专项规划》的成果, 厦门翔安新机场填海造地工程护岸潮位和波浪的设计重现期标准采用200年一遇。

2.2 越浪量标准

越浪量是波浪越过堤顶的单宽流量。越浪量的大小主要取决于波浪尺度和建筑物的断面结构。由于天然海浪是不规则的, 同一波列中各个波浪对某一建筑物产生的越浪量是随机变化的, 因此可采用单位时间的平均越浪量来衡量越浪量的大小, 即q (m3/m/s) 。平均越浪量可以反映较长时间内越浪的平均效应, 是考虑建筑物顶部及内坡冲蚀和堤后陆域排水问题的主要参数, 至今仍得到最广泛的研究和应用。分析国内外关于越浪量标准的规定和已有工程采用的越浪量标准, 归纳如下。

2.2.1 相关规范规定

(1) 《海堤工程设计规范》 (SL435/2008)

现行的《海堤工程设计规范》 (SL435/2008) 中对于沿海堤防允许越浪量控制的标准如表2所示。

(2) 香港《Port Works Design Manual》 (CEDD, 2002)

香港现行标准《Port Works Design Manual》 (CEDD, 2002) 中对越浪量控制的标准如表3所示。

(3) 日本《港湾の施设の技术上の基准》

日本现行行业标准《港湾の施设の技术上の基准》 (平成十九年七月改订版) 中分三种方式做出了更为细致的规定, 详见表4、5、6。

(4) 美国陆军工程师兵团

2.2.2 相关人工岛案例

(1) 澳门国际机场人工岛

允许越浪量:设计工况0.05m3/ (s·m) 。

(2) 港珠澳大桥隧道人工岛

正常通行工况:重现期10年的高水位和重现期50年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤10-5m3/ (s·m) 。

设计工况:重现期100年的高水位和重现期100年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤0.005m3/ (s·m) 。

极端工况:重现期300年的高水位和重现期300年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤0.015m3/ (s·m) , 并满足岛内排水系统的能力要求。

(3) 日本东京湾横断工程木更津人工岛

允许越浪量:10-2m3/ (s·m) 。

(4) Palm Island at the coast of Dubai, UAE. (迪拜棕榈岛)

允许越浪:≤0.02m3/ (s·m) 。

(5) 大连机场人工岛

正常使用工况:重现期20年的高水位和重现期20年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤3×10-5m3/ (s·m) 。

设计工况:重现期100年的高水位和重现期100年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤0.005m3/ (s·m) 。

极端工况:重现期200年的高水位和重现期200年的波浪要素的组合条件下, 越浪量≤0.02m3/ (s·m) , 并满足岛内排水系统的能力要求。

通过上述规范的对比, 并参考近期国内重要已建人工岛工程的标准, 厦门翔安新机场填海造地工程越浪量标准采用:重现期200年的高水位和重现期200年的波浪要素组合条件下, 越浪量≤0.02m3/ (s·m) , 该标准满足不破坏堤身稳定, 且满足岛内排水系统的能力要求。

3 结束语

首先, 明确了护岸潮位和波浪的设计重现期标准采用200年一遇。其次, 明确了越浪量标准, 即重现期200年的高水位和重现期200年的波浪要素组合条件下, 越浪量≤0.02m3/ (s·m) , 该标准满足不破坏堤身稳定, 且满足岛内排水系统的能力要求。通过本次我们的研究分析, 经过实际的检验后一定会给其他类似工程提供设计参考。

参考文献

[1]GB50201-2014.防洪标准[S].

[2]SL435/2008.海堤工程设计规范[S].

[3]JTS154-1-2011.防波堤设计与施工规范[S].