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补偿标准是影响补偿机制实施可行性的关键因素。流域生态补偿标准的实质是确定补多少，这既能反映出流域的生态服务价值及上游的保护成本投入，又需要被下游所接受，形成流域上下游协调合作的激励机制，以此促进流域生态功能的恢复或改善。国内外已对流域生态补偿标准进行过相关研究，但基于污染物治理成本的流域水生态补偿标准核算方法及实施体系的系统性和通用性较差。
对流域生态补偿“上限”（生态价值）的研究，一般根据生态服务的类型和属性，采用相应的经济核算方法实现其内在价值的外部性显现。国际上通常采用市场价值法、影子工程法（替代费用法）、旅行费用法进行相关计算。当前对补偿“下限”（生态资源供给者的收益损失）的确定，难以准确量化，一般借助支付意愿的相关调查，依据补偿前后流域生态保护者失去的发展机会成本进行确定。也有学者针对补偿标准经济核算方法的局限性，结合水量水质的不可分割性，提出补偿标准测算的新思路。
流域生态补偿机制的实施以正向激励上游的保护行为、鼓励下游地区依据潜在支付能力进行实时补偿为前提。排污权招标或排污权交易这种基于市场机制的管理工具的应用，可以提供给生态保护者更多的激励，鼓励其对流域生态环境进行治理改善。印尼、纽约的实施案例为水质招标在生态补偿方面的应用提供了经验参考。B.Kelsey Jack选择肯尼亚的Nyanza省为试验模型，在上游土地使用投资和下游支付赔偿对应的情况下，进行个人对环境服务的干涉程度研究。Falk等利用不同的试验设计思路，证实流域上游对下游支付标准的不认同，可能导致上游保护行为的低效收益率。
协调机制是解决补偿标准实施过程矛盾冲突的有效手段。哥斯达黎加的“水资源环境调节费”、伊朗南部协商和非协商机制的水资源配置、Niksokhan等基于相关者利益冲突的污染物排放控制方法，从不同层面体现了协商机制在保障生态补偿机制运行中的重要性。R.Muradian等指出生态补偿机制的良性运作需要各方的共同合作，并阐述了进行广泛体制评估的重要性。
国际上主要对水环境容量及相关控制过程进行研究与探讨，鲜少涉及水体纳污能力的相关细节。因此，国外结合不同水域的水环境容量研究成果，采用具有针对性的水质模型对污染物排放量进行控制，制定相应的法规政策以保障基于水环境容量的水体污染物总量分配工作的顺利开展，已有的分配方法具有实施过程计划性强、阶段控制目标明确、前瞻性好、利于水质保护及水污染治理工作开展等特点。
1972年，美国环保局（EPA）提出TMDL（Total Maximum Daily Loads，最大日负荷总量）的概念，包括污染点源负荷（WLA）和非点源负荷（LA） [含背景负荷（BL）及支流负荷]，同时考虑不确定性因素的安全余量（MOS）以及季节性变化影响。美国水环境容量的研究及实施以TMDL为核心展开。TMDL制订包括污染负荷、安全余量、排放分配等3个要素。美国TMDL计划的实施过程见图1-1。
图1-1 美国TMDL计划实施过程
日本变动水环境容量的制定是对污染物排放总量进行控制的反映，其实现过程也就是水环境容量的实施过程。日本的污染物总量控制过程以COD削减政策为主，并充分考虑人口规模、区域经济发展水平、自然条件状况对制定污染物控制规划的影响。为保证总量控制策略的综合性及平衡性，日本对当地污水处理水平、污废水管网建设情况、生活源排放预测、污废水管理建设都进行了一定的分析。欧洲较早地进行了污染总量控制研究，如英国的泰晤士河、德国的内卡河及莱茵河，均采用各类治理措施削减污染物入河总量，使河流水质状况恢复到较高水平。联邦德国和欧盟采用水污染物总量控制管理办法后，使排入莱茵河60%以上的工业废水和生活污水得到治理，莱茵河水质明显好转。其他国家如瑞典、俄罗斯、罗马尼亚、波兰等也都相继实行以污染物排放总量为核心的水环境管理办法，取得了较好效果。欧盟国家在水质本底值较好的情况下，为缓解、逐步消除人类活动对水体质量的影响，保障民众环境健康和环境友好，于20世纪70年代相继出台了一系列的水政策用于配合以水环境容量为基础的污染物总量控制工作的开展。
我国的水环境污染总量控制研究始于20世纪80年代末，以制定第一松花江BOD总量控制标准为先导。在此期间，学者进行了以水环境容量为基础的流域污染物总量控制研究。1988年3月，国家环保局关于以总量控制为核心的《水污染排放许可证管理暂行办法》和开展排放许可证试点工作通知的下达，标志着我国进入总量控制、强化水环境管理的新阶段。
污染物总量控制具有总量、地域范围和时间跨度三方面的特性，是环境管理思想和手段的有机结合。水环境容量的确定主要与设计水文条件相关。鉴于TMDL方案在执行过程中提出的设计水文条件使用导则，我国在20世纪80年代将设计水文条件作为水环境容量计算风险的控制因素之一。但设计水文条件在使用过程中存在一定的盲目性，导致计算结果受人为因素影响较大。
我国生态状况的多样性以及研究区经济社会状况的特殊性，使得生态补偿标准的计算方法针对性和实用性较强。区域相关部门结合水资源管理的现状和实践经验，依据水资源价值的转移性，从水资源的水量水质属性出发，在合理界定自然、人为因素对流域水资源开发利用影响程度的基础上，借助流域内部实施生态补偿的成功经验，探索性地进行流域污染治理成本生态补偿试点研究。为避免流域上下游之间在环境保护治理水平与社会经济发展水平层面形成剪刀差，从不同角度对流域上游居民为水质保护而损失的利益进行补偿尤为重要。
我国的流域生态补偿研究由于起步较晚，且由于流域管理部门的多样性、社会体制的复杂性等原因，导致当前的补偿机制不完善、融资渠道单一、实施范围过于狭窄，并缺乏必要的政策法规扶持。我国已有的流域生态补偿实践主要以省内（际）上下游地区之间经济补偿为主。例如，“西部江河源生态建设工程”，浙江省东阳和义乌间的水权交易，福建省在晋江、闽江、九龙江开展的流域生态补偿实践，江西省、广东省境针对东江流域开展的生态补偿，这些实践案例为完善我国流域水生态补偿实施中的经济策略提供依据。但当前实施的流域生态补偿，通常以政府为主导，采取“一刀切”的补偿模式，容易造成“吃不饱”与“吃得撑”现象，挫伤生态保护者的积极性。为反映区域经济社会发展水平对生态补偿可执行力的影响，王女杰针对山东省17个地市的经济发展水平和生态建设支付能力，提出利用区域生态服务的非市场服务价值与GDP的比值确定生态补偿优先序，进而确定补偿方和受偿方间的成本投入置换量，为进行跨区域流域生态恢复补偿标准的制定提供依据。为确保生态补偿标准的公平实施，满足区域生态服务价值的需求，学者从生态补偿系数（区域地区生产总值与区域生态服务价值的比值）、生态补偿效率（单位面积补偿标准与单位面积生态服务价值的比值）层面出发，结合流域生态服务价值、生态修复成本、发展机会成本的计算结果进行不同行为主体间生态补偿标准的确定。
市场化的生态补偿模式是解决生态补偿资金有效运作的最佳方案。当前的流域生态补偿实践，主要针对完善水资源有偿使用制度，建立国家初始水权分配和排污权分配制度展开。例如，江苏省针对太湖流域区内交界断面和入湖断面的水质控制目标，依据现状排污量的多少，设立超标排污补偿标准；辽宁省以有林地面积和森林蓄积量为控制因子，并在综合考虑水质污染和水土流失程度指标的基础上，给出生态补偿实施标准；浙江省颁布《浙江省生态环保财力转移支付试行办法》，对建立一级支流源头的生态补偿机制进行了探索。为实现流域上下游之间的发展目标，流域生态补偿在消除上游的贫困，促进流域整体协调发展方面起到了积极作用，如在我国的广东省、北京市等地区实施的生态补偿有效地促进了区域的协调发展。
国际上的流域生态补偿实践，主要通过行政立法、政府横向转移支付、设立生态补偿专项资金、私人购买生态服务等方式实施。在此过程中，基于污染治理成本投入的水生态补偿实施案例有：1990年，德国和捷克针对水质日益恶化的易北河流域进行联合整治，恢复流域两岸的生物多样性和河流水体的生态服务功能，治理费用主要来源于易北河下游的德国对上游捷克的经济补偿；哥伦比亚通过征收流域生态服务税，用于补偿私有土地所有者保护流域生态环境的成本付出；厄瓜多尔借助水资源保护基金对流域生态环境进行保护，补偿流域内上中游区域的保护行为。在已有的流域生态补偿实施案例中，半市场、全市场理论被普遍应用于生态补偿标准的计算中，该方法能够兼顾补偿方和受偿方的利益，易于进行损失成本的确定。
1972年，美国修订的《联邦水污染控制法》首次提出非点源污染控制的措施，如污染物排放许可证制度、季节总量控制、变量总量控制。为进一步巩固以水环境容量为基础的TMDL计划实施成果，美国在推广TMDL计划的过程中也同时对污染物排放进行总量控制。美国TMDL计划执行过程中就包含对污染物总量控制因素。2003年EPA评价美国境内水域中40%的水体不符合水质标准，但从单纯采取基于技术的排放总量控制角度考虑，TMDL计划的实施在控制水环境污染方面显示出卓越功效。
1958年，日本实施《工业污水限制法》《水质保护法》法案，标志着日本环境的治理进入到以浓度控制为核心的单一治理阶段。1978年6月，日本修改部分水污染防治法，以COD为对象实施流域总量控制计划，开始了总量控制工作。1984年，日本将总量控制法正式推广到东京湾和伊势湾水域。
欧盟对水污染物的总量控制以2000年颁布的《水框架指令》为实施框架。《水框架指令》从流域尺度给出实施污染物综合管理的措施，实现保护水生态和动植物健康发展的目标。欧盟各国以及联邦德国对水体实施水污染物排放总量控制管理方法后，排入莱茵河60%以上的工业废水和生活污水得到治理，水质明显好转。
我国实行污染物总量控制的方法和形式依据各地经济社会基础和水环境问题的不同有所差异。各地根据本地区的地理特点、规划布局、经济发展、环境状况，分别采取相应的控制方式，如区域总量控制（沈阳市西部污水系统的总量控制）、水系总量控制（松花江水系污染物总量控制）、行业总量控制（沈阳市化工行业污染物流失总量控制）、特定污染物总量控制（天津市重金属排放总量控制）等。
上海市于1985年开始试行污染物排放总量控制制度，在黄浦江上游水资源保护地区实行以总量控制为目的的排污许可证制度。2001—2003年，辽河、海河、淮河、滇池、太湖、巢湖等重点流域相继制订了水污染防治“十五”计划，对重点河流水污染防治工作明确了将COD和NH 3 -N作为污染物总量排放控制因子。“十一五”期间，国家设立“水专项”，投入超过300亿元开展水体污染整治，研究水体“控源减排”关键技术（主要包括水环境容量核定方法、总量控制目标制订方法、污染负荷分配模式）。
当前对流域生态补偿的概念虽未达成一致的见解，但对其实质的理解却是相通的：利用经济和政策干预措施激励正向的生态保护行为，遏制生态破坏行为，实现流域生态环境与区域经济社会的协调可持续发展。流域生态补偿标准作为表征生态补偿策略可适性的关键，已成为生态补偿领域的研究重点。流域水生态补偿标准的界限，可以采用等量变差和补偿变差进行描述：补偿变差指消费者为了获得对公共物品的享用而必须支付的最大数额；等量变差指为了维持消费者的效用而需支付的最小补偿数额。流域生态系统具有要素的多样性及各要素间相互联系的复杂性特征，加之当前研究理论和方法滞后，缺少统一的计算指标和估算体系，导致计算的生态系统服务补偿额度与区域的经济支付能力之间存在较大差距。
水资源价值的准确核算是确定流域水生态补偿标准的前提。许丽丽、韩艳莉等人以及彭晓春等人从不同角度、不同层面运用一定的经济核算方法确定水资源相关价值，间接推算生态补偿标准的上下限。白景锋的跨流域调水水源地生态补偿测算模型、庞爱萍等的基于水环境容量的流域生态补偿标准确定方法、卢艳等的基于水质和污染物总量的流域生态补偿测算模型，均从一定程度上揭示了水质好坏与生态补偿标准核算之间的潜在关系。
基于不同流域水生态功效的生态补偿标准的计算方法不同。国际上主要针对流域/区域的生态服务价值从补偿资金的筹集和配置效率方面着手进行补偿标准的确定。Plantinga等在对农民的退耕支付意愿进行调查的基础上，借助数学模型预测了退耕意愿下的补偿标准。为实现补偿资金的合理配置，Johst K.等运用生态经济模型，进行生态补偿资金的时空配置研究。经济补偿计量方法过多地依赖经济学理论，忽略对生态系统本身规律的分析，难以形成较为全面的评价方法。为此，Winkler针对当前评价方法多偏爱经济学理论的弊端，给出了一种同时考虑社会、生态、经济系统的动态评价方法。金艳则结合人口数据、GDP数据，构建了区域生态补偿估算模型，模拟和分析了我国的生态补偿分布格局。
学者结合经济价值核算、生态服务价值界定上的新方法，对已有的生态补偿标准计算方法进行修正或改进。阮利民利用实物期权法研究了流域生态补偿的额度、分担率等关键因素，为实施流域水生态补偿提供了理论基础。戚瑞以水足迹理论为依据，在判定流域生态补偿的主要动因和影响因素的基础上，建立基于水足迹的流域生态补偿标准测算模型，针对研究区的不同情景设置进行测算。
实行污染物容量总量控制，其核心是在不同功能区、排污口、污染源间科学、合理地分配区域容许的污染物排放量。学者一般采用随机理论和系统优化相结合的方法，借助概率约束和数理统计模型，对区域不同口径的污染物容量总量进行分配。Fujiwara等利用概率约束模型、Li等运用线性规划方法、Joshi等采用直接推断法，对容许排放的污染物总量在各个排污口间的分配问题进行研究。Catherine L.K.ling等基于污染物的区域特性，对污染物不同分配方式的实施效率进行研究。针对不确定性水质条件，Cardwell等通过对多点源污染负荷分配进行研究，提出了随机动态规划费用最小模型，为计算排污口在给定水质保护目标下的容许排放量提供依据。
国外学者对污染物容量总量分配的控制，主要基于效益原则确定排污者的权利和义务。为实现允许排污企业间合理的污染物削减份额，研究者对继承和拍卖两种主要分配的优缺点进行分析，并对不同分配方式下的排污权交易特点进行了研究。但基于经济最优化原则的污染物总量分配模型，缺少对初始分配过程中公平问题的考虑。为此，Lee等采用多目标决策法，构建了包括经济和环境双重目标的数学规划模型，对流域可持续发展过程中的污水治理费用进行计算。
当前在进行污染物容量总量分配研究时，主要基于经济优化原则，采取线性、非线性规划方法，或基于公平性原则采用等比例分配、按贡献率分配的方法进行。胡康萍等针对确定性条件下污染物允许排放量优化分配问题，构建分配模型进行总量控制探讨。为促进水环境管理和污染物总量控制工作的顺利开展，基于数学模拟和数理统计的模型计算方法被大量地应用到区域/流域层面的污染物容量总量分配技术中。用 A 值法计算控制总量、用 P 值法将污染物控制总量分配到各个排污口的 A - P 值法，应用较为广泛。为实现水污染物总量分配过程中的社会、经济、环境整体效益最优，利用层次分析法构造水污染物排放总量分配的层次结构模型，进行分区间的排污总量分配。李如忠等运用排污总量分配层次结构模型合理分配合肥市区域水污染物排放总量，并构建了具有层次结构的污染负荷分配评价指标体系。孙秀喜等利用分配模型结合矩阵，对研究区的排污总量进行了实际分摊。
公平和效率是确保合理分配区域/流域污染物总量的关键。从效率原则出发，污染物总量分配模型多从经济最优化层面考虑，利用经济利润最大化或成本最小化等经济学方法解决环境保护过程中遇到的问题。相关的研究以现状排放量和单位产值作为聚类分析依据，将目标单位划分为“重点或关注削减单位”进行污染物容量总量分配。为解决污染物容量总量分配过程中的不公平问题，研究通常借助公平分配模型、平权函数及平权排污量的概念加以解决。相关的研究采用合作博弈的方法，以感潮河网排污区域为研究对象，构建了在给定污染物总削减比例条件下的污染物削减模型，并利用Shapley值进行合作收益的公平分配。研究过程中通过构建水污染负荷公平分配评价指标体系，利用贡献系数判断污染物排放的不公平因子，借助基尼系数最小化模型制订基于公平性的水污染物总量分配方案。基于公平和效率的污染物总量分配模式，利于实现区域污染治理费用最低，但却忽略了社会、资源、技术、管理等因素对实施方案有效性的影响。王丽琼从基尼系数的经济学内涵出发，结合2006年全国各地区的水污染物总量分配实施情况，应用基尼系数法对人口、GDP、水资源量指标对水污染物总量分配的影响进行分析。在综合考虑现状污染物排放量、行政区的GDP、流域面积、河流长度等因素的基础上，学者依据行政区的流域面积和GDP两个重要因素（各占50%）进行行政区COD、NH 3 -N指标的分配。水环境容量的科学分配和计算是确保河流水污染物容量总量控制方案合理实施的关键。学者通过将GIS技术与流域水文、水资源、水环境特征进行结合，借助水功能区—入河排污口—点源排放口间的对应关系，提出了将水域环境容量转换为陆域点源最大允许排污量的估算方法。为实现水环境容量总量控制和水环境质量的改善，可借助污染源—水环境质量的输入响应关系，通过模型计算，合理确定区域水质目标对应下的水环境容量。研究者依据河流的形态特征和接纳污染物的能力，针对河流掺混段、过渡段、完全混合段的污染规律，提出了排污口允许排放总量的计算方法。
生态服务价值的静态计算是当前确定流域水生态服务功能价值量的主要依据。学者针对流域涉及尺度的不同，从不同层面对当前研究方法的可行性进行探讨。在Costanza、Pimentel、Boumans等对全球多元化生态服务价值进行全方位研究的同时，Loomis等则从区域层面采用条件价值法对受损的普拉特河流域的废水稀释、水体自净、土壤侵蚀控制、野生动植物栖息地、休闲娱乐的生态服务价值进行评估。我国基于生态服务价值的区域补偿标准的测算主要集中在西部地区，并且在沿海地区的浙江和广东也进行了积极的探索。但当前国内的研究方法比较单一，并且多数直接套用国外的研究方法或参数取值，导致不同人员给出的计算结果差异较大。随着生态服务价值评估方法的完善和参数获取技术的提高，构建体现生态服务类型、质量状况差异的生态资产测量模型，已成为进行生态服务价值准确核算的前提。金艳在考虑到研究单元提供的消费水平和生态服务量存在差异的基础上，从时空层面分析入手，构建了利用计算单元人口、面积不均匀系数进行修正的生态补偿量分配模型。卢慧等借助生态系统服务价值基准单价，在对生物量等因子进行校正的基础上，计算了青海湖流域的生态服务价值。
水资源作为形成多元化流域生态服务价值的基础，在其生态服务价值核算方面具有特殊性，由此造成区域水生态补偿标准存在差异性。由于水资源价值在界定范畴上的模糊性和计算方法上的不确定性，通常将水价作为水资源价值的表征量。水源地生态保护对维护水资源的质量具有重要意义。生态补偿标准的确定是决定水源地能否维持良好生态现状的关键，已有的研究主要采用机会成本法、支付意愿法、水量水质费用分摊法。由于生态系统的复杂性、计算方法的应用局限性，当前基于水资源生态服务功能计算的流域生态补偿标准在一定程度上可为遭受破坏或受保护流域实行生态补偿提供数据参考。
随着生态文明新理念的日益普及，实施流域污染物容量总量控制是优化流域经济增长基本模式的主线，为流域可持续发展提供了新思路。实施污染物容量总量控制为基础的流域环境管理策略，其本质就是对控制单元内污染物排放量进行规划的过程。通过实施污染物容量总量控制制度，达到区域产业升级、结构调整、布局优化的目的，发挥总量规划对经济发展模式优化的促进作用。在资料稀缺流域，污染负荷计算分析对流域水环境的管理至关重要。在污染总量控制与分配方面，污染负荷历时曲线对资料要求较低，简单易行，但应用范围主要集中在大尺度的流域整体层面。为实现宏观研究尺度与微观研究模型的有机结合，学者利用SWAT模型的模拟获得计算单元流量，并借助LDC方法进行资料缺乏流域的污染总量控制与分配方案研究。
为实现污染物总量分配中的公平性问题，研究者打破学科间的界限，综合运用相关知识从经济社会、技术合作层面对污染物总量控制分配方法进行研究。在对当前常用的经济核算方法优缺点进行分析的基础上，提出兼顾公平和效益的污染物总量分配新思路：融合初始排污权分配的经济效益与协商仲裁机制，探索以经济总量为基础的环境容量分配模式；借助区域水污染物总量行业优化分配模型，寻求对排污总量进行达标分配的方法。研究者参考TMDLs分配方式，在考虑安全余量的基础上，运用层次分析法确定污染物总量分配比例，利用基尼系数法判别分配的公平性，提出了基于人口和经济社会协调发展的流域容量总量分配方案。随着信息化技术的普及和交叉学科理论的出现，学者将总量分配研究与地理信息系统（GIS）相结合，给出了综合考虑区域自然条件、经济社会发展状况和水环境容量等因素的容量分配方法：首先，以海域的水质目标为约束条件，将空间优化决策用于线性规划的模型中；利用GIS的可视化特点对水质进行模拟与预测；随后，将水环境容量系统与GIS结合，给出水环境容量计算及总量分配系统。
通过对国内外在补偿标准理论体系方面的研究成果进行分析后发现，当前的研究针对性强，通用性较差，尤其是对基于污染物综合治理补偿标准的理论研究较少，且缺少具体的操控细则；当前对生态补偿标准的管理体制及实现机制研究，方法灵活，并取得了一定的阶段性成果，但通常以社会管理经验为主，且多针对小区域的水量补偿，忽视天然因素对水循环及其相关要素的影响，实施过程中一般将水质作为约束条件进行补偿总量的协调。此外，国内外针对基于水环境容量总量控制的水生态补偿研究甚少，补偿标准缺失，严重制约了区域间的协调可持续发展。
国外的水环境容量总量分配技术主要是面向流域综合性管理的排污口污染物总量分配过程研究，与TMDL及其相关细节联系紧密。管理模式有效地兼顾到了总量控制过程中的问题诊断、指标确定、措施制订、实施和评估等技术环节，有力地推进了流域污染总量控制管理策略的落实。国内大多数流域的纳污量已远远超过水环境容量。因此，当前的流域水环境容量总量分配，多以水环境容量计算为基础的区域污染物削减控制措施为主。同时，许多研究仅以流域水体性状和污染物排放量变化规律为基础，忽略经济社会和水环境现状因素对污染物削减能力的影响，导致总量分配方案缺乏科学合理的控制目标。亟需构建新的水环境管理技术方法。
已有的污染物容量总量分配研究多针对点源污染物展开，缺少对非点源污染、安全余量（MOS）因素的考虑。同时，当前的污染物总量分配研究，尚未兼顾性考虑效率和公平因素。对流域尺度的污染物分配，应充分考虑区域污染物减排和经济发展双赢，结合TMDL控制措施及多种污染物总量分配方法的优点，融入先进科技手段，进行控制方案的优化选择。由于视角的不同，研究者对公平性概念的理解主观性强，影响了概念界定的有效实施。流域水生态补偿正是寻求实现生态价值多元化的一种综合手段，是协调当前社会发展进程中经济发展同生态资源开发利用间矛盾的一种有效策略。正如“十二五”规划纲要中指出的“加快建立生态补偿机制，加强重点生态功能区的保护和管理，增强涵养水源、保持水土、防风固沙能力，保护生物多样性”，充分体现出生态补偿机制的实施在促进生态治理恢复方面的重要性。十八大报告提出：“建立反映市场供求和资源稀缺程度、体现生态价值和代际补偿的资源有偿使用制度和生态补偿制度。积极开展节能、碳排放权、排污权、水权交易试点。”说明生态补偿已经成为解决国民经济和社会发展中出现的环境问题的重要手段。本书欲从生态补偿标准测算的影响因素出发，分别构建水量、水质控制模块，借助水功能区水体纳污能力对污染物入河总量的限制性和流域水质控制目标对水体污染物浓度达标与否的检验性，在政府监督和上下游协商机制的调控下，给出针对水环境容量总量分配系统的流域水生态补偿标准测算方法。