湖泊营养物标准的技术评估方法

摘要

一种湖泊营养物标准的技术评估方法，包括下列各步骤：1)根据湖区营养物标准和湖泊功能，计算湖泊营养物最大允许的纳污量；2)系统分析湖区流域各污染源的情况以及入湖量，湖泊在湖泊水环境容量的限定能力下，建立优化模型，计算湖区营养物标准达标削减成本；3)一级评估：通过湖泊富营养化控制成本占国民生产总值的比例大小，衡量富营养化控制成本对当地国民经济发展的影响，以及富营养化控制是否达到应有的控制效果；4)没有通过一级评估的控制标准进入二级评估。本发明采用TMDL计算湖泊环境容量及达标的营养物削减量，通过湖泊富营养化控制成本占国民生产总值的比例大小，衡量达标成本对当地国民经济发展的影响。

说明书

技术领域

本发明涉及水环境保护领域的一种湖泊营养物标准制定技术，湖泊营 养物标准的技术经济评估技术是标准制定过程中的关键技术，主要适用于 分析我国湖泊富营养化控制标准的技术经济可行性。

背景技术

基于水体的功能制定有效的水质标准不仅要考虑到水体的资源功能， 还要考虑到水体的特征和保护需求，衡量区域的经济能力，及其可采用的 技术水平，建立最佳可达的水体环境保护目标。水质标准制定过程中的经 济因素分析，是制定更合理可行标准的前提和必要条件。美国EPA在对关 于水质标准的制定研究中说明，各州要将经济分析加入到制定水质标准的 过程中、并作为反降级政策的一部分。标准的技术经济评估能够对标准制 定的技术经济可行性进行分析与评估，保证标准实施切实可行。

对标准进行经济分析的目的是判断执行标准所带来的经济成本，若经 济可接受，则标准可行，否则需要进行修订。标准的经济分析和修订的过 程是基于对流域经济系统的充分分析和识别，理清标准执行经济成本首先 要分析对经济成本的各影响因素的贡献作用。有很多学者对人口、资源、 环境和经济系统之间的关系进行了研究。姚愉芳(1998)等、白华(1999)、曾 嵘(2000)等和魏一鸣(2002)等分别通过数据统计、分析研究、建立模型的方 式，对不同区域的人口、资源、环境与经济这一复杂系统之间的关系、协 调机理以及发展方式进行了研究。美国在经过水质标准执行后造成的实质 性和广泛性影响评估后，对水质标准进行修订方案的制定。在欧共体，水 框架指令已明确将经济学纳入水环境管理与政策制定中，并提出了“三步 走”的方案。日本对环境污染治理采取最基本的手段是针对污染进行立法， 日本的水环境标准对水域水质的改善和人类生存环境的保护有着重要的 作用。日本的水环境标准体系包括：污染物排放标准、水质标准及保证达 到标准的相关政策法规的制定。

湖泊富营养化控制标准是否技术可行、经济可接受，在保证执行标准 的基础上不影响社会经济的发展，是制定合理标准的前提和必要条件。目 前我国水质标准的经济分析还没有被纳入水质标准的制定与管理过程中。 另外，对标准的修订缺乏科学依据，对系统中主控因素的研究较少。

发明内容

本发明的目的在于提供一种湖泊营养物标准的技术评估方法，采用的 结构方程模型将为标准的制定和修订提供科学依据。

为实现上述目的，本发明提供的湖泊营养物标准的技术评估方法包括 下列各步骤：

1)根据湖区营养物标准和湖泊功能，计算湖泊营养物最大允许的纳 污量；

2)系统分析湖区流域各污染源的情况以及入湖量，湖泊在湖泊水环 境容量的限定能力下，得出不同控制等级需要削减营养物的量；以营养物 削减成本最小为目标，考虑环境、技术、产业发展的约束条件，建立优化 模型，计算湖区营养物标准达标削减成本。

3)一级评估：通过湖泊富营养化控制成本占国民生产总值的比例大 小，衡量富营养化控制成本对当地国民经济发展的影响，以及富营养化控 制是否达到应有的控制效果。

4)没有通过一级评估的控制标准进入二级评估，首先确定湖泊流域 受控制标准执行影响的范围，再通过利用年度成本、人均成本、人均收入 及其他财政数据分析对消费者和企业的影响；通过二级评估，可以得到执 行该标准是否会造成对经济的重大影响，如果有重大影响就要制定标准的 修订方案。

所述的技术评估方法，其中，步骤1)中所述的计算湖泊营养物最大 允许的纳污量，是指水环境容量与污染物入湖量的差值。其中入湖量采用 排放量与入湖系数的乘积进行计算；对于较小的湖库(≤50km²)或者不 分层的易于完全混合的湖库，按照非保守物质的水环境考虑，采用零维模 型进行计算，计算公式为：L＝QC_S+KC_SV

所述的技术经济评估方法，其中，步骤2)中所述的得出不同控制等 级需要削减营养物的量，是指水环境容量与污染物入湖量的差值。其中入 湖量采用排放量与入湖系数的乘积进行计算；对于保守物质水环境容量， 采用Dillion模型、OECD模型、以及合田健模型进行计算Dillion模型的 计算公式为：

OECD模型的计算公式为：L＝q_s·C_s[1+227(V/Q_出)^0.586]

合田健模型的计算公式为：所述的技术评估方 法，其中，步骤2)中所述的优化模型包括如下方程和约束条件：

$\min Z={\mathrm{ISR}}^{\pm }\times {\mathrm{Xisr}}^{\pm }+\underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{\mathrm{PSM}}_i^{\pm }\times {\mathrm{Xpsm}}_i^{\pm }+\underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}{\mathrm{LPW}}_j^{\pm }\times {\mathrm{Xlpw}}_j^{\pm }$

$+\underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}\mathrm{QA}{F}_n^{\pm }\times {\mathrm{Xqaf}}_n^{\pm }+\underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{LHI}}_m}^{\pm }\times {{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }$

约束条件包括：

1)湖泊营养物入湖量削减总量控制约束：

${\mathrm{Xisr}}^{\pm }+\underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{\mathrm{Xpsm}}_i^{\pm }+\underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}{\mathrm{Xlpw}}_j^{\pm }+\underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}{\mathrm{Xqaf}}_n^{\pm }+\underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }\ge {X_t}^{\pm }$

2)产业结构调整控污减排总量控制约束

minXisr_t^±≤Xisr^±≤maxXisr_t^±

3)污染源工程治理与控制总量约束

$\min {{\mathrm{Xpsm}}_t}^{\pm }\le \underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{{\mathrm{Xpsm}}_i}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xpsm}}_t}^{\pm }$

4)低污染水处理与净化总量控制约束

$\min {{\mathrm{Xlpw}}_t}^{\pm }\le \underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}X{{\mathrm{lpw}}_j}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xlpw}}_t}^{\pm }$

5)清水产流机制修复总量控制约束

$\min {{\mathrm{Xqaf}}_t}^{\pm }\le \underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}{{\mathrm{Xqaf}}_n}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xqaf}}_t}^{\pm }$

6)湖泊水体生境改善工程控制总量控制约束

$\min X{\mathrm{lhi}}_t^{\pm }\le \underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xlhi}}_t}^{\pm }$

7)非负条件约束

Xisr^±，Xpsm_i^±，Xlpw_j^±，Xqaf^±，Xlhi_m^±≥0。

所述的技术评估方法，其中，步骤3)中所述的衡量富营养化控制成 本对当地国民经济发展的影响是通过富营养化控制指数可用公式实现，该 公式为：

富营养化控制效果标准为：当该指数＜1.5％时，标准实施对经济没有 重大影响，富营养化不会得到较好的控制成效；若该指数在1.5％-2.5％之 间时，标准可以得到有效实施，对经济影响相对适中，可以执行；当该指 数大于2.5时，控制标准会对当地经济产生重大影响，需要进行二级评估。

所述的技术评估方法，其中，步骤4)中所述的二级评估的指标包括：

1)人均成本

2)支付能力指数

该指数＜1％，为轻度影响；1％-2％为中度影响，＞2％为影响较大，居 民收入均以人均收入水平为准，在比值小于1％时，管理者认为该区域居 民可以承担治污能力，则被要求执行现有富营养化控制标准；

3)失业率

失业率分为弱(超过所属生态分区的平均失业率1％)、中(接近所属 生态分区的平均失业率)、强(低于所属生态分区的平均失业率1％)；

4)工业分配成本指数

5)产业比例变化

6)企业执行标准的损益率

所述的技术评估方法，其中，步骤4)中所述的如果有重大影响是制 定标准的修订方案包括在保护湖泊现有水质和水体功能的基础上，执行适 当低等级的控制标准；适当收取生活污水处理费来维持公共污水处理厂的 运行和维护，不足部分由地方财政从中补贴；对控制标准的执行进行时间 目标的降低；在湖泊流域范围内进行经济结构调整，提高就业率和人均收 入；对从事符合条件的环境保护、节能节水项目的所得可以享受免征、减 征企业所得税。

本发明提供的湖泊富营养物控制标准的技术评估方法，能够有效防止 湖泊富营养化的发生，保护湖泊水体功能。其次，本发明还能够保证标准 在技术和经济条件允许的情况下达到保护湖泊的目的，得到有效执行

附图说明

图1为湖泊营养物标准的技术评估方法示意图。计算湖泊营养物标准 值条件下的湖泊营养物容量及入量湖，二者差值为总削减量。通过不确定 性优化模型对削减量进行分配，核算湖泊富营养化控制成本。通过达标成 本与当地GDP的比值，判断标准对当地经济发展的影响，若无影响则可 行，如有重大影响则需要进行二级评估。

具体实施方式

本发明以湖泊营养物标准值为依据，计算湖泊营养物环境容量，根据 入湖量求得削减量。然后针对削减量计算削减分配，对削减的经济成本进 行估算。削减的达标成本是判断标准是否技术经济可行的重要依据。

本发明的技术方案如下：

(1)初级筛选

通过湖泊富营养化控制成本占国民生产总值的比例大小，衡量富营养 化控制成本对当地国民经济发展的影响，以及富营养化控制是否达到应有 的控制效果。富营养化控制指数：

“十一五”期间，国家环境保护模范城市考核指标中要求环保投资指 数为1.5％～2.5％，认为环境保护投资基本上起到了控制污染的作用。若该 指数＜1.5％时，标准实施对经济没有重大影响，富营养化可能不会得到较 好的控制成效。若该指数在1.5％-2.5％之间时，标准可能得到有效实施， 对经济影响相对适中，可以执行。当该指数大于2.5时，控制标准不能执 行。

(2)二级评估

没有通过一级评估的控制标准则要进入二级评估，首先确定湖泊流域 受控制标准执行影响的范围，再通过利用年度成本、人均成本、人均收入 及其他财政数据分析对消费者和企业的影响。通过二级评估，可以得到执 行该标准，是否会造成对经济的重大影响，如果有重大影响就要制定标准 的修订方案。

下面通过附图和实施例，对本发明的技术方案做进一步的详细描述。

请参阅图1，为本发明湖泊营养物标准的技术评估方法示意图。

本发明包括以下步骤：

1、湖泊营养物削减量确定

在湖泊营养物标准值的基础上计算湖泊营养物最大允许的纳污量，即 湖泊水环境容量。通过分析流域各污染源的情况，得到流域营养物的入湖 量。在湖泊水环境容量的限定能力下，得出不同控制等级需要削减营养物 的量。对于较小的湖库(≤50km2)或者不分层的易于完全混合的湖库， 针对非保守物质的水环境容量计算：可以采用零维模型。保守物质水环境 容量计算：可利用Dillion模型、国际经济协作与开发组织提出的OECD 模型、和日本学者合田健提出的合田健模型等。

(1)零维模型

L＝QC_S+KC_SV

(2)Dillon模型：

水环境容量模型为：

(3)OECD模型：

C＝C_i[1+227(V/Q_出)^0.056]^-1

水环境容量模型

L＝q_s·C_s[1+227(V/Q_出)^0.586]

(4)合田健模型

水环境容量模型

式中：

K-污染物的一阶综合讲解速率s^-1；L-TP、TN单位允许负荷量， g·(m²·a)^-1；C_S-TP、TN的水环境质量标准，mg·L^-1；

C_i-流入库水按流量加权的年平均TN、TP浓度，mg·L^-1；C-库水中平 均TN、TP浓度，mg·L^-1；-平均水深，m：R-氮、磷的滞留系数，1·a^-1。 m³·a^-1；Q_出-年出库水量，m³·a^-1；q_s-水库单位 面积的水量负荷，m·a^-1。

V-水库库容，m³；A-水库面积，m²；W_入、W_出-TP、TN的年入、出 库量，g·a^-1。

2、营养物削减费用的确定及分配

根据湖区营养物排放及入湖情况，以削减成本最小为目标，削减量最 大为约束条件，构建优化模型，计算营养物削减成本。

$\min Z={\mathrm{ISR}}^{\pm }\times {\mathrm{Xisr}}^{\pm }+\underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{\mathrm{PSM}}_i^{\pm }\times {\mathrm{Xpsm}}_i^{\pm }+\underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}{\mathrm{LPW}}_j^{\pm }\times {\mathrm{Xlpw}}_j^{\pm }$

$+\underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}\mathrm{QA}{F}_n^{\pm }\times {\mathrm{Xqaf}}_n^{\pm }+\underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{LHI}}_m}^{\pm }\times {{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }$

式中，Z为湖泊富营养化控制成本；ISR为产业结构调整控污减排单 位治理成本，元 ；Xisr为产业结构调整控污减排削减量，t/a；PSM_i为污 染源第i种工程治理与控制单位成本，元 ；Xpsm_i为污染源第i种工程治 理与控制削减量，单位t/a；LPW_j为低污染水第j种处理与净化单位控制 成本，元 ；Xlpw_j为低污染水第j种处理与净化削减量，t/a；QAF_n为第n 条入湖河流清水产流机制修复单位成本，元 ；Xqaf_n为第n条入湖河流清 水产流机制修复削减量，t/a；LHI_m为湖泊水体生境第m种改善措施单位 削减成本，元 ；Xlhi_m为湖泊水体生境第m种改善措施削减量，t/a。

约束条件：

1)、泊营养物入湖量削减总量控制约束

${\mathrm{Xisr}}^{\pm }+\underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{\mathrm{Xpsm}}_i^{\pm }+\underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}{\mathrm{Xlpw}}_j^{\pm }+\underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}{\mathrm{Xqaf}}_n^{\pm }+\underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }\ge {X_t}^{\pm }$

2)、产业结构调整控污减排总量控制约束

minXisr_t^±≤Xisr^±≤maxXisr_t^±

式中minXisr_t为第t年产业结构调整控污减排最低控制量t/a；maxXisr_t为第t年产业结构调整控污减排最高控制量t/a。minXisr_t和maxXisr_t根据 第t年湖泊水质保护目标和水环境承载力确定。

3)、污染源工程治理与控制总量约束

$\min {{\mathrm{Xpsm}}_t}^{\pm }\le \underset{i=1}{\overset{I}{\Sigma }}{{\mathrm{Xpsm}}_i}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xpsm}}_t}^{\pm }$

式中minXpsmt为污染源工程治理与控制第t年最低削减量t/a； maxXpsmt为污染源工程治理与控制第t年最高削减量t/a。

4)、低污染水处理与净化总量控制约束

$\min {{\mathrm{Xlpw}}_t}^{\pm }\le \underset{j=1}{\overset{J}{\Sigma }}X{{\mathrm{lpw}}_j}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xlpw}}_t}^{\pm }$

式中minXlpw_t为低污染水处理与净化第t年最低削减量t/a；maxXlpw_t为低污染水处理与净化第t年最高削减量t/a。

5)、清水产流机制修复总量控制约束

$\min {{\mathrm{Xqaf}}_t}^{\pm }\le \underset{n=1}{\overset{N}{\Sigma }}{{\mathrm{Xqaf}}_n}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xqaf}}_t}^{\pm }$

式中minXqaf_t为清水产流机制修复第t年最低削减量t/a；maxXqaf_t为清水产流机制修复第t年最高削减量t/a。

6)、湖泊水体生境改善工程控制总量控制约束

$\min X{\mathrm{lhi}}_t^{\pm }\le \underset{m=1}{\overset{M}{\Sigma }}{{\mathrm{Xlhi}}_m}^{\pm }\le \max {{\mathrm{Xlhi}}_t}^{\pm }$

式中minXlhi_t为湖泊水体生境改善工程第t年最低削减量t/a；maxXlhi_t为湖泊水体生境改善工程第t年最高削减量t/a。

7)、非负条件约束

非负是指模型中所求得的值均大于等于零，所有方法措施的削减量都 应该满足非负条件，所以Xisr^±，Xpsm_i^±，Xlpw_j^±，Xqaf^±，Xlhi_m^±≥0。

3、富营养化控制标准实施的评估程序

1)、初级筛选

通过湖泊富营养化控制成本占国民生产总值的比例大小，衡量富营养 化控制成本对当地国民经济发展的影响，以及富营养控制是否达到应有的 控制效果。富营养化控制指数可用公式：

进行表示。如“十一五”期间，国家环境保护模范城市考核指标中要求环 保投资指数为1.5％～2.5％，认为环境保护投资基本上起到了控制污染的作 用。参考上述考核指标，若该指数＜1.5％时，标准实施对经济没有重大影 响，富营养化可能不会得到较好的控制成效。若该指数在1.5％-2.5％之间 时，标准可能得到有效实施，对经济影响相对适中，可以执行。当该指数 大于2.5时，控制标准不能执行。

2)、二级评估

没有通过一级评估的控制标准则要进入二级评估，首先确定湖泊流域 受控制标准执行影响的范围，再通过利用年度成本、人均成本、人均收入 及其他财政数据分析对消费者和企业的影响。通过二级评估，可以得到执 行该标准，是否会造成对经济的重大影响，如果有重大影响就要制定标准 的修订方案。

(1)人均成本

富营养化控制成本包括富营养化控制投资、湖泊环境管理与富营养化 防治科技投资、湖泊生态建设与防护投资以及自身建设投资等。富营养化 控制的人均成本指数用下式表示：

该投资与本分区内其他湖泊或与所属分区平均水平进行对比，得出其 在富营养化控制投资力度的大小，反映了该湖泊流域的富营养化控制能 力。

(2)支付能力指数

选取居民支付能力指标来进行评估。在人均富营养化控制成本的基础 上，结合当地人均收入建立支付能力指标。

居民支付能力指标反映富营养化控制对人民生活水平的影响，如比值 ＜1％，为轻度影响；1％-2％为中度影响，＞2％为影响较大，居民收入均以 人均收入水平为准。在比值小于1％时，管理者认为该区域居民可以承担 治污能力，则被要求执行现有富营养化控制标准。

(3)失业率

标准执行初期，由于污染治理的环境设备需求大量增加，扩大了相应 设备的制造行业就业量，但由于污染控制设备制造过程中，投资费用和运 行费用将转嫁到产品的社会成本中去，因此产品的价格会上涨，直接导致 市场需求缩减，进而失业率增加。测定湖泊流域总经济健康程度，分为弱 (超过所属生态分区的平均失业率1％)、中(接近所属生态分区的平均失 业率)、强(低于所属生态分区的平均失业率1％)。

(4)工业分配成本指数

富营养化控制标准的执行还可能造成湖泊流域生产型的资本投资比 重下降，例如一些重要的基础工业部门(造纸、建筑材料、基本金属等)， 这些行业用于环境保护的资本支出会占到总资本支出比重达到15％左右。

该指数应结合湖区流域产业结构进行评估，与所属分区内产业结构类 似的湖泊流域相比较，以对工业发展所需要的其他资金造成严重影响为宜。

(5)产业比例变化

由于建设新厂需要巨额的环境设备投资，使潜在竞争者进入市场的行 为受到限制，进一步提高了垄断企业的超额利润的稳定性。该指标对标准 实施后的产业比例变化进行评估，应与标准实施前进行比较，防止湖泊流域 范围内垄断行业过度发展的现象发生。

(6)企业执行标准的损益率

企业在营养物削减控制设施的投资可能与他们在其他工厂和设施的 投资相竞争，结果导致后者降低，劳动力缺少配套的资本，因而产量减少。 由于营养物削减措施按照工程标准来进行，资本投资水平和强度过高，应 该考虑用受影响企业的损益率，来评估执行富营养化控制标准对企业的影 响。

对湖泊流域内受影响的企业进行评估，通过对执行富营养化控制标准 投资前后的损益率进行比较，超过企业承受能力时，在必要的情况下可对企 业进行补偿，或免征、减征企业所得税等。

3)、富营养化控制标准对经济是否有重大影响分析

对富营养化控制标准执行造成的经济影响评估后，需要制定标准的修 订方案，包括：在保护湖泊现有水质和水体功能的基础上，执行适当低等级 的控制标准；适当收取生活污水处理费来维持公共污水处理厂的运行和维 护，不足部分由地方财政从中补贴；对控制标准的执行进行时间目标的降 低；在湖泊流域范围内进行经济结构调整，提高就业率和人均收入；对从 事符合条件的环境保护、节能节水项目的所得可以享受免征、减征企业所 得税等。

实施例一

以抚仙湖流域为例，抚仙湖地处云南省玉溪市境内，流域面积674.69 km2(不含星云湖流域)。抚仙湖是我国的第二深水湖泊，当湖面高程为1 722.5m时，水域面积约216.6km2，平均水深95.2m，相应容水量约为206.2 亿m3，居全国第二位。以2008年为基准年，《玉溪统计年鉴(2008)》为 依据[18]，根据相关研究确定的抚仙湖富营养化控制标准建议值TN不大 于0.173mg/l，TP不大于0.006mg/l进行算得到抚仙湖高程水位为1 722.5m 时，推算2012年削减量结果如表1。

由于目前抚仙湖水质仍能基本达到国家地表水I类标准，且抚仙湖属 于贫营养湖泊类型，抚仙湖流域营养物控制应以流域污染源控制和强化管 理、清水产流机制和湖泊水体养护为主，工程措施为辅助手段。抚仙湖流 域重点污染源为农业面源、磷矿污染和入湖河流污染是优先控制目标，根 据以上优先控制目标进行技术选择原则，收集约束条件以及估算成本对模 型进行计算。采用lingo软件进行计算，得出最优化结果见表2。

由模型计算结果可得，通过优化模型对抚仙湖削减量进行分配后，可 以有效减排原有营养物的入湖量，而且在技术方面可行。其中产业结构调 整控污减排和湖泊水体生境改善工程投资比例最大，分别占到总投资的 23.07％和26.88％，表明抚仙湖流域需要通过加强入湖管理、产业结构调 整和湖泊水体养护为主。抚仙湖流域营养物主要以磷为主，污染工程治理 中的磷矿区的治理和修复占总投资的6.06％，清水产流机制修复中磷企业 集中的代村河流域投资明显高于其他流域，达到了7.29％。

根据《抚仙湖流域水污染综合防治“十二五”规划》，2012年预计投 资金额为74936.54万元，通过研究建立的不确定性优化模型总的削减成本 为[57633.59，70441.05]万元，较原规划低。抚仙湖营养物控制成本支付手 段主要包括个人支付、企业支付和政府投资。其中个人支付主要是通过居 民用水费用等收取，企业支付主要通过对企业收取排污费和企业用水费用 等收取。

根据计算，初级评估营养物削减费用个人和企业支付为 [14029.1，17146.67]万元。根据抚仙湖流域经济发展情况估算2012年国民 生产总值(GDP)为617450.16万元。湖泊营养物控制成本指数为 2.27％-2.78％。结果表明标准对当地经济的影响适中，标准可行。

表1削减量计算结果

表2优化结果