环境污染的研究结论篇1
政策效应可看作一种综合性较强的援助效应，既受其他效应的牵制，如收入效应驱动环境标准提高，同时也影响其他效应，如环境标准提高驱动产业结构的清洁化，强化结构效应。政策效应体现在国际援助对环境政策的影响，环境政策表现为排污税、排污配额等形式，研究中一般采用排污税。Copeland&taylor以及abe&Sugiyama的研究中反映排污税的变化，且均形成了援助国排污税降低、受援国排污税提高的格局。Copeland&taylor采用多商品的一般均衡模型从境内污染视角将环境政策内生化，高收入的北方排污税高于南方，人力资本丰裕不同的南北方贸易均衡的结果是北方生产清洁产品，南方生产污染密集产品。北方向南方非捆绑援助后，北方相对收入下降，排污税下降，吸引南方边际污染产业的转移，结构效应增加了北方污染；同时南方接受援助后收入上升，排污税提高，污染下降，边际产业相对清洁，技术效应又使污染下降，最后世界总体污染水平下降①。abe&Sugiyama强调国际援助产生收入效应和战略效应，并影响到政策效应，从生产污染着手建立两个小国的多种商品多种要素模型，研究非捆绑国际援助对两国环境政策、污染的影响。两国各自制定本国的排污税，结论为非捆绑援助通过两个效应降低了援助国排污税而提高了受援国排污税，在跨境污染物条件下国际援助提高双方福利②。这两项研究构建的是一个援助国对应一个受援国的模型，前者针对境内污染物，后者涉及跨境污染物，得到结论均为改善世界污染水平和双方福利，这对发达国家提供国际援助产生正向激励。
现实世界中一个援助国面对着多个受援国，援助款项在多个援助国中分配。tsakiris,Hatzipanayotou&michael的研究考察了这种情况，他们从新的视角研究了受援国的排污税，以一个援助国两个受援国的一般均衡模型分析跨境生产污染，跨境污染来自两个受援国，援助国决定援助额及其在两个受援国间的分配，受援国决定其排污税和援助款的治污比例。受援国提高援助款的治污比例必定降低污染水平，也改善了援助国的福利，而受援国的福利不确定。援助国从自身福利最大化出发，对既定数量援助款的分配取决于受援国的排污税高低和援助款的治污比例，结果是受援国为争取较多援助而竞争，援助款治污比例高和排污税低的国家得到更多援助③。该研究专门针对跨境污染也更有现实价值，援助国很大程度上更关注跨境污染物，也鼓励受援国将更多的援款用于环境保护。针对跨境污染的研究中，感知的跨境污染成为研究对象，Hatzipanayotou,Lahiri&michael以援助国感知的跨境污染为研究对象构建多商品模型，污染仅来自受援国的生产，援助国决定援助额，受援国选择排污税和将援助款的治污比例，援助国与受援国的纳什均衡显示，感知的跨境污染上升带来援助增加，援助上升又在中长期减少跨境污染④。在此基础上，Hirazawa&Yakita将受援国的环境意识引入上述模型，受援国的环境意识越强，越愿意提高援助的治污比例，而且援助国提供的援助也越多⑤。为此国际援助改变受援国的环保意识，减少净污染，提高了援助国福利，而受援国福利具有不确定性。这两项研究与tsakiris等在研究受援国排污税问题的同时，也探讨了受援国的援款治污比例对援助国决定援款额的重要性及其对环境的影响。
二、国际援助改善环境还是恶化环境
1．不对称性与环境、福利效应援助国和受援国具有对称性则国际援助难以影响环境，国际援助对环境的影响结果取决于双方的不对称性，学者们从不同侧面分析影响环境的条件，得到的结果也有差异。niho研究国际援助对生产污染的影响，基于边际技术替代率递减，国际援助是否改善环境取决于援助国和受援国减污技术效率的对比以及两国在全球环境中的重要性，因此对环境质量差的国家进行援助，即使受援国减污技术效率较低，也能改善全球环境；若援助国的环境质量权重高于受援国，则援助并不改善全球环境，除非受援国的减污技术效率高于援助国⑥。基于现实中受援国的环境问题较严重，而且受援国的清洁技术远落后于援助国，这一研究的结论实际上认可国际援助有助于环境改善。ono建立基于消费外部性的一种商品模型，全球环境质量作为全球公共产品，为消费所恶化，又因环境投资而改善。受援国不将国际援助用于环境投资，则全球环境质量恶化，援助国福利下降；若受援国将援助投向环保领域，则全球环境质量和每个国家福利得到改善，这意味着与环保捆绑的援助有利于环境改善⑦。在一种商品模型的基础上，Chao&Yu扩展为两种商品模型，并且为natio及takarada所发展。Chao&Yu基于援助国和受援国对污染品的边际消费倾向相同，建立一般均衡模型分析与环境捆绑的援助问题。援助无捆绑时，忽略不计商品相对价格的变化，全球污染水平不变；捆绑援助时，受援国环境收益超过贸易条件损失时，受援国福利增进，而援助国福利不确定，反过来受援国环境收益低于贸易条件损失时，对两国的福利影响多样，甚至出现增进援助国福利而恶化受援国福利的情形⑧。该研究更为强调国际援助对双方福利变化的影响。在此基础上，natio进行了扩展，一是改变了援助国与受援国边际消费倾向相同的设定；二是考虑跨境污染；三是考察非捆绑援助。natio建立了南北两国生产两种商品（污染品与清洁品）模型来考察跨境污染，援助国对污染品的边际消费倾向大于受援国的情况下，即使援助为非捆绑，也影响贸易条件，从而改善跨境污染和两国福利，产生帕累托改进⑨。并且与Chao&Yu相比，国际援助在更大程度上改善全球环境。takarada在此基础上提出国际援助特别是非捆绑援助改善两国环境和福利的条件更为严格，要求污染品在援助国为正常品而在受援国为劣质品，若污染品在两国均为正常品则援助改善受援国而恶化援助国⑩。原因在于takarada的研究提出污染品的生产降低清洁品的生产率，环境改善则提高清洁品的生产率并提高收入，进而又增加对污染品的需求（若污染品是正常商品），并增加了污染，从而认为natio的分析高估了环境改善程度。这三者的研究一脉相承，不断深化。针对援助中性论，Rübbelke围绕气候问题将温室气体（GHG）作为非纯公共物品，产生公共物品和私人物品的双重特性，认为国际援助对温室气体排放的改变在于援助国与受援国削减污染的成本差异、两国在气候保护的边际支出倾向对比、两国附属效应的不同以及负推测的存在，国际援助的环境效应不是中性的。如果受援国削减GHG的成本低于援助国、受援国的私人物品边际支出倾向与气候保护的边际支出倾向之比低于援助国、受援国的负推测在绝对值上低于援助国，则援助对全球GHG削减产生积极影响，提高双方福利水平輯訛輥。这些研究明确了援助国与受援国的特定不对称性使国际援助改善环境和福利，包括受援国的减污技术效率高于援助国、受援国全球环境中地位高于援助国、援助国对污染品的边际消费倾向高于受援国、援助国对环保的边际支出倾向低于受援国、援助国削减污染的边际成本高于受援国等，为提高国际援助的环境效应提供了重要的理论导向和现实参考价值。
2．国际援助效应的复杂性对于国际援助是否能起到减污作用，研究结论是复杂多样的。Schweinberger&woodland提出了不变定理及其产生条件，即援助前后污染水平不变。该研究以劳动和资本从事生产并产生污染，污染水平为减污劳动量的减函数，分析了三种情形的长短期效应輰訛輥：一是受援国私人部门、政府及援助国援助参与减排活动，短期内捆绑式援助挤出私人部门的等量减排投入，且受援国总减排投入不变，则总体用于减污的劳动和减污水平保持不变，形成不变定理，环境状况没有改善；长期内援助提高资本回报率，产品生产的劳动和减污的劳动上升，产生正就业效应，并在不同条件下对污染影响不同，不变定理不成立。二是受援国政府为操控型且私人部门了解政府的排污税函数，就业提高，私人部分的减污劳动下降，公共减污提高，总排放上升，也可能不变定理成立。三是排污税很低的私人部门不从事减污，短期内捆绑援助部分地挤出受援国政府的减污支出，捆绑援助上升在一定条件下降低污染；长期内就业效应被强化，而排放的短期效应可被强化也可逆转。该研究特别分析了就业效应，更符合受援国利益。Fujiwara以两个小国的动态一般均衡模型考察跨境污染，援助国以资本和劳动两要素生产两种商品———清洁品和污染品，受援国以劳动要素专门化生产清洁品，商品相对价格不变，如果资本的回报率低于资本折旧率，且污染品为劳动密集商品，显示国际援助无论是在稳态阶段还是在过度阶段都会增加跨境污染，而且援助国福利下降而受援国福利不确定，特定条件下改善受援国福利輱訛輥。这一探讨使跨境污染的研究动态化。
三、国际援助的环境有效性
国际援助是否真正改善环境，有待实证检验，而实证研究因起步较晚而成果较少，且得到不同的环境有效性结论。国际援助影响环境的实证研究，既有以总援助为对象展开研究的，总援助即一般国际援助，也有专门针对环境援助来研究环境有效性的。
1．一般国际援助的环境有效性一般国际援助的环境有效性考察以arvin,Dabir-alai&Lew的实证研究为代表，其研究选取世界银行数据以Co2衡量污染，使用格兰杰因果检验方法，将受援国按收入水平分为高、中、低三组，发现受援国整体和前两组国家在国际援助与污染减少间存在双向因果关系，低收入国仅存在单向因果，随着援助额提高，污染下降輲訛輥。该研究还以误差修正模型检验单个受援国的援助与污染之间的因果关系，呈现多种结果：一些受援国（如巴西）中高援助产生了高污染，一些受援国（如韩国）为高援助产生了低污染，且有9个受援国（如印尼、韩国）因降低了污染而得到更多援助，又因污染上升而减少了援助，还有更多的受援国因降低污染而减少了援助，产生同样结果的受援国还缺乏共同的明显特征。Kretschmer，Hübler&nunnenkamp用oLS回归、Gmm估计和LSDVC估计方法，以80个受援国为对象检验1973-2005年期间援助对能源使用强度和碳排放强度的影响，显示出援助降低受援国的能源使用强度，但效果微弱，援助未降低受援国的碳排放强度，指出国际援助不足以改善气候变化；研究结果还显示能源专项援助也未能降低能源使用强度和碳排放强度輳訛輥。但该研究未作原因探索。援助的环境无效性结论并不奇怪，影响到环境变化的因素很复杂，非单一因素能显著改变，其中是否存在对受援国投资及环境支出的挤出效应值得考证。
2．环境援助及其有效性随着世人日益关注以气候变化为代表的环境问题，国际援助中环境援助的比例不断上升，学者也转向研究有关环境援助及其效果问题。环境援助首先需要弄清其界定及范围，Hick等作出了尝试，建立了pLaiD数据库,包括1970-2000年期间427000个援助项目，按援助项目对环境的影响状况将国际援助项目分为五类輴訛輥：显性环境友好项目、隐性环境友好项目、中性项目、轻污染项目、重污染项目。后两类项目合为环境援助项目，并进一步分为绿色项目和棕色项目，前者应对如跨国污染、生物多样性这类全球环境问题，后者应对如土壤、水污染等地方性环境问题。Bun－taine&parks以世界银行的援助为基点，界定环境项目为用于改善环境的援款占项目款比例达到50%及以上，并以此标准对世界银行1994-2007年的3817个援助项目进行了评判，仅选出274个环境项目，并筛选研究了其中的146项环境援助项目輵訛輥。Hick等以pLaiD为基础重点研究1980-2000年的环境援助状况，显示出环境援助在国际援助中的比重上升，但污染项目仍四倍于环境项目。20世纪90年代最大的环境援助受援国为中国、印度、巴西、肯尼亚和埃及，最大的环境援助国为丹麦、德国、美国、英国和日本。该研究还显示援助国倾向于援助最需要的国家、邻国、贸易伙伴、前殖民地、战略伙伴、有效治理环境的国家等，且双边援助与多边援助存在一些差异性。将环境问题按水、土壤、气候变化、生物多样性来分类的话，20世纪90年代的环境援助重点偏向于水环境方面，其次是气候变化，特别是90年代后期上升很快，但大量援助为清洁发展机制（CDm）项目輶訛輥。这项研究系统地展示了环境援助的全局图以及环境援助的影响因子，但未研究环境援助的有效性。arvin,Kayani&a.marisa计量分析环境援助规模与受援国经济发展水平的联动关系，认为环境援助规模与受援国工业化水平、环保需求正相关，且援助提高了受援国经济发展水平輷訛輥。arvin&Lew建立援助规模与环境结果同时决定的计量模型，结果显示以Co2衡量环境时，Co2排放随着援助上升而下降，而以水污染和森林退化衡量环境时则相反。这反映出援助对不同污染物的影响不同，对于跨境污染的效果更明显輮訛輦。该研究也显示援助国向受援国传递的信息复杂：对森林保护予以援助激励，但对Co2削减不激励，对水污染则不明显。Buntaine&parks利用世界银行1994-2007年146项环境援助项目的评价结果，分析影响环境援助有效性的因素，得到的结论为受援国有效政府治理与环境援助项目的有效性呈正相关，解决全球环境问题的项目有效性低，而受援国开放度、环境恶化程度、公众参与度等对环境援助项目的有效性没有影响，没有印证一些理论结论輯訛輦。
四、简要评价
环境污染的研究结论篇2
1水环境容量概念
在20世纪30年代，比利时数学家p．e．Forest提出了环境容量的概念，70年代，日本科学家首先提出了“水环境容量”的概念，此外，美国环境保护局提出了“最大日负荷总量”(tmDL)和“最大年负荷总量”(tmYL)的概念［2］。我国从70年代末期开始进行水环境容量的研究，经过几十年的发展，逐渐形成了成熟的水环境容量概念和计算方法。狭义的水环境容量概念即为水环境的纳污能力，在2002年《全国水资源综合规划技术细则》中规定了水环境容量的概念:水体功能在不受破坏的条件下，水体接纳污染物的最大数量［3］。在《全国水资源综合规划地表水资源保护补充技术细则》中，对水功能区纳污能力概念作了明确规定:对确定的水功能区，在满足水域功能要求的前提下，按给定的水功能区水质目标值、设计水量、排污口位置及排污方式，功能区水体所能容纳的最大污染物量［4］。水环境容量具体可分为3个部分:存储容量、输移容量和自净容量［5］。其中，自净容量一般是水环境容量中最重要的组成部分，它的特征是无害化的转化过程，也是可不断再生的量，因此，是水环境容量中应该着重加以开发利用的一种资源，以保证“广义水资源”的可持续利用。
2我国水环境容量研究发展回顾
我国的水环境容量研究始于70年代末期，虽然在水环境容量研究方面起步较晚，但发展很快。通过一系列的研究，取得了大量成果，到90年代，对水环境容量的研究方法已经有了较大发展，形成了丰富和完善的水环境容量理论及研究方法。根据实践论的观点，任何一种理论体系的成熟和应用，都是通过反复的实践和验证，然后再提升为新的理论的。其研究应用经历了以下几个阶段，每个阶段由于对水环境容量的认识不同，经过我国专家学者的不断研究实践，形成了一个较为成熟的理论体系［6］。
2．1起步阶段(70年代末～80年代初)
我国在70年代末引入“水环境容量”概念后，研究工作者在一些环境质量评价项目中通过探讨水污染自净规律、建立水质模型、制定水质排放标准，从不同角度应用了水环境容量的概念。
2．2探索研究阶段(“六五”、“七五”期间，1981～1990年)
在“六五”和“七五”期间，水环境容量研究被国家列为科技攻关课题，着重在不同角度研究了水环境容量的概念和影响因素，采用稳态和准动态模型，简单解析解法，在对沱江有机物、湘江重金属、深圳河有机物的水环境容量研究三大课题带动下，将研究范围扩展到大江大河、湖泊、河口及河网化地区，提出了污染物容量、目标、行业总量控制等水环境管理概念，先后在若干重点城市和地区开展水环境综合治理规划、污染物总量控制规划、水环境功能区划和排污许可证试点工作;并总结大量水环境污染总量控制实用化、系列化的计算方法，出版了一系列如《水环境容量综合手册》［7］、《水环境容量开发与利用》［8］、《总量控制技术手册》［9］等专著。
2．3初步应用阶段(“八五”期间，1991～1995年)
“八五”期间，国家环境保护总局组织修订了《中华人民共和国水污染防治法》，并将已有的实用化、系列化的计算方法应用到全国一些重点城市和地区城市综合整治规划、水污染综合防治规划、污染物总量控制规划以及水环境功能区划的编制，促进了水环境容量应用研究的发展，标志着政府参与到水环境容量总量控制工作中来。
2．4全面应用阶段(“九五”、“十五”、“十一五”期间，1996年至今)
“九五”期间，我国了《国务院关于环境保护若干问题的决定》和《国家环境保护“九五”计划和2010年远景目标》，修改通过了《中华人民共和国水污染防治法》，“流域水污染物总量控制”被列为“十五”科技攻关课题，为污染物总量控制和管理提供了理论基础。“九五”期间，污染物排放总量控制指标正式被列为环境保护考核目标;nH3-n也在“十五”期间被列入总量控制目标。为进一步保护现状水质，国家先后组织编写“三河三湖”(淮河、海河、辽河和太湖、巢湖、滇池)的“九五”、“十五”水污染防治规划;在2003年完成了全国水环境功能区划汇总工作，在此基础上，国家环境保护总局决定开展全国地表水环境容量核定工作［10］;“十一五”期间，全国水环境管理开始从目标总量控制向容量总量控制的转变，并在2006年首次制定了《水域水环境容量计算规程》。至此，我国水环境容量理论及应用研究取得了重大进展，为我国科学管理水资源提供了理论基础。
3我国城市河流水环境容量研究现状
我国水环境容量研究多为2003年国家环境保护总局决定开展全国地表水环境容量核定工作而进行的流域水环境容量研究，而城市河流段水环境容量研究进行较少。城市河流段是河流主要接纳污水河段，这一区段水环境容量研究直接影响到城市的规划和发展。
3．1城市河流区段水环境容量计算
水环境容量的计算模型，前期多采用简单的水质模型，近年来采用二维水质模型计算。柳林安等对拉萨河拉萨市河段水环境容量进行了计算，得出现有污染源排放情况下，拉萨河拉萨城区段还存在较大的水环境容量［11］。胡锋平等利用二维水质模型测算赣江南昌段水环境容量，并确定了主要污染源［12］。李宏明等按一维水质模型，计算出淮河蚌埠段景观娱乐用水区的水环境容量及污染物削减量［13］。叶桂忠等对漓江桂林市区段不同计算条件下影响水环境容量的各种因素进行了分析，并对水环境容量计算结果进行了讨论［14］。赵红梅等对松花江佳木斯段水环境容量采用二维水质模型进行计算分析，并提出了水环境容量总量控制初步方案［15］。
3．2不同水质模型下水环境容量计算比较
对于大型河流城市段，水面宽阔，流速较慢，采用一维水质模型和二维水质模型得到的水环境容量结果差异较大。马欢等分别应用河流一维及二维对流扩散水质模型，计算了松花江哈尔滨江段CoD及nH3-n的理想水环境容量，结果表明，一维计算比二维计算水环境容量结果大了很多［16］。廖文根等对三峡水库建成后重庆主城区等3个重要区域168．8和175.0m库区水位线下，采用一维和二维模型计算水环境容量做比较，发现一维计算结果在水库建成后水环境容量变大，二维计算结果变小，且一维计算结果在168．8和175.0m库区水位线下分别是二维计算结果的8．6和12．6倍［17］。
3．3水环境容量计算不确定分析
在水环境容量计算中，存在许多不确定参数，比如降解系数、扩散系数、流速等。李如忠等在考虑参量取值可信度的基础上，运用未确知数学中有关盲数理论对不确定性信息下河流纳污能力计算问题进行了探讨［18］。朱小娟等运用未确知数学理论，对未确知信息下的水库水环境容量进行计算，由水库水环境容量的计算公式，依据未确知有理数的运算法则和未确知数学的期望公式，求得水库水环境容量的期望值［19］。毛晓文从纳污能力计算中动态因子的不确定性研究出发，得出水环境管理要求的不确定性，设计水量、综合降解系数、水质计算浓度取值的不确定性是影响水体纳污能力量化结果可靠性的主要因素［20］。
3．4水环境容量计算条件分析
马巍等研究了在不同主导风场和常年主导风向下，风速变化对太湖各主要湖湾纳污能力的影响［21］。王英伟等运用灵敏度与线性回归的方法，分析了松花江哈尔滨段二维水质模型中参数的敏感性［22］。
4城市河流水环境容量研究面临的问题及展望
可持续发展是科学发展观的内容之一，水资源可持续利用是《中国21世纪议程》［23］的主要内容。鉴于我国当前水资源所面临的严重形势，可利用水资源短缺，水环境容量理论体系的研究对解决水资源可持续利用问题有着重要意义，对水资源可持续利用规划提供了可靠的理论基础，然而，现阶段水环境容量理论的研究仍然存在着许多问题。
(1)我国北方特别是东北地区，例如松花江哈尔滨段每年存在150多天的冰封期，冰封期内，由于污染物在水体中的消减作用减弱，影响机理复杂，水体中污染物的运移消减规律研究尚不明确。因此，研究冰封期河流污染物削减作用机理，对解决冰封期城市河流水环境容量计算具有重要意义。
(2)目前，由于经济条件、技术力量、资料等方面条件的限制，我国进行的全国地表水环境容量核定工作—般是采用较为简单的模型进行纳污能力的评价。然而，湖库计算零维化，大型河流一维化会导致水环境容量夸大，同样，如果选用较复杂的水质模型，不仅使计算复杂，而且可能导致水环境容量浪费。在计算水环境容量时，选取适当的水质模型，对得到合理的水环境容量至关重要，规范化我国水环境容量计算模型显得尤为重要。
(3)由于水文系统的不确定性，水环境容量计算中同样存在许多未确定参数，现阶段的水环境容量未确定性研究仍然不够成熟，而且如何动态评估水环境容量也具有重要意义。因此，应借助可变模糊数学理论、盲数理论等，将不确定信息进一步量化，使水环境容量计算中非确定性参数量化方法进一步系统化。
(4)在大多数水环境容量计算中，多采用CoD和nH3-n作为评价因子，但对于我国水体富营养化的现状，有必要在宽阔城市河流区段增加tn和tp作为评价因子。
(5)城市河流水质模拟需要参数较多，许多模型参数难以正确应用。水环境容量模型参数的率定大多基于经验公式计算，和现状条件脱离，比如CoD降解系数，不同河流不同地区取值肯定不同，如何在研究河段应用正确的参数是保证获得合理的水环境容量的关键。因此，总结我国污染物排放现状时，对模型参数进行数值分析计算，对参数进行率定，有助于水环境计算结果的合理性和稳定性。
环境污染的研究结论篇3
关键词：实践创新综合案例环境专业城市河道污染源调查
中图分类号：G420文献标识码：a文章编号：1674-098X（2017）01（c）-0172-03
在我国经济进入发展新常态后，面临的环境形势十分严峻，处于升级与转型中的环境产业也面临新的发展形势，社会对环境类本科教育的要求正在发生重大变化[1]。环境类专业的特点是一个集自然科学、社会科学和工程技术于一体的交叉性学科，只有将创新教育实践引入日常的教学工作中，才能培养出更多具有创新精神和实践能力的高级专门技术和管理人才，满足社会对创新创业人才的需求[2]。然而，当前多数学校开展的实践活动由于培养规划相对单一，多以普通的工程教学目的为导向，知识结构设置不合理，导致学生的兴趣减弱，重视程度降低[3-4]。针对目前环境类本科教育对实践教育的极大重视但创新性不足的问题，选择合适和有意义的实践案例具有非常重要的作用。
随着国务院《水污染防治行动计划》的施，城市黑臭河道整治及生态恢复成为环境专业发展的重要方向和实践内容。然而，绝大多数学校由于自身教学条件的限制和教学案例设计的缺陷，只能带学生到江河湖边做一些常规的监测实验和定性的观察描述，这样的实践活动固然可以达到对河道理念的初步认识，但其不严密和不够科学性成为实践活动的一个大的瓶颈[5]。例如，城市河道黑臭的历史、成因及其污染源负荷量均不能或不足以引起学生的重视，这就使得实践效果大打折扣。该研究基于上海理工大学环境工程专业学生参加上海市杨浦区虬江河道污染源调查的实践案例，详细介绍了城市河道污染源调查创新性实践的实施过程及其意义，以期为环境类创新实践案例的开发提供有益借鉴。
1城市河道污染源调查专业实践的综合优势
城市河道本是城市文明的摇篮，而今在人类的影响下却被冠以富营养化、黑臭的形容词，河道整治和生态恢复是众多城市迫在眉睫的民生工程。作为城市的重要基础设施，河道既是城市防洪排涝和引水抗旱的通道，又是城市景观和市民休闲的要素，黑臭河道的治理是一项涉及众多学科专业的系统工程。城市河道的污染分为外源污染与内源污染。外源污染主要来自于沿岸的人类生产、活动所产生的点源与面源污染。其中，点源污染如沿岸的生活污水及工业废水的点源排放污染，包括污水厂尾水排放；老城区排水管网建设不能及时完善，生活污水直排入河道现象常有发生；经济利益导致偷排现象等。面源污染主要是沿岸的农业或养殖污水汇入以及降雨带来的地表径流的冲刷引起面源污染等。内源污染主要指沉积物释放。单就城市河道的污染源调查而论，就包括了专业文献检索与资料收集、河道水力学、污水管道和排污口、水工建筑物、面源污染、环境水质监测、沉积物和河道生态修复等多项综合性知识。该研究的实践创新就在于结合杨浦区的调研项目，将这些综合性的知识融入城市河道污染源调查的实践，构成了系统的实践教学内容。
2虬江污染源调查实践创新的实践案例介绍
2.1创新实践的目的
虬江是杨浦区的重要市管河道之一，在整个水系中发挥着重要作用。近年来，虬江由于长期水流不畅，水质恶化，尤其是天热时会散发着阵阵恶臭。虬江水质的恶化和黑臭现象，不仅给群众带来了极差的感官体验，也是直接影响群众生活的突出水环境问题。认清其成因并采取有效治理措施，消除黑臭，是落实国务院《水污染防治行动计划》和上海市第六轮环保3年行动计划的重要内容。
基于虬江的污染现状，结合学生的创新性实践，此次污染源调查实践创新的目的在于：（1）在环境保护新常态下，带领学生了解城市河道污染形成的历史和原因，了解国家环境保护新常态，形成以污染源调查为主的多学科融合的创新性实践教学体系；（2）指导学生学习并实践污染源调查的基本方法，调研分析虬江污染及治理现状、生产生活污染源的污染特性、存在的问题，确定重点污染源和重点污染区域；（3）指导学生在实践中了解河道治理和生态修复工程的系统性和复杂性，鼓励学生利用专业知识提出科学、可操作、创新型的虬江污染防治对策，为减少虬江水生态环境压力提供有效支持。
2.2创新实践的内容和形式
此次创新实践形成了5个方面循序渐进的实践内容，即以资料调研为主的专业知识学习、以现场踏勘为主的污染调研、以实验室实验为主的水质和沉积物监测、以探索性研究为主的降雨径流污染调查和以组织讨论为主的河道整治和生态修复措施研讨，引导学生围绕污染源调查，思考城市河道污染的成因和污染防治措施。这5个方面实践内容的形式构成如图1所示，具体内容介绍如下。
2.2.1资料调研
通过资料调研的形式，要求学生学习掌握涉及的相关专业知识和对河道基本情况进行了解。采取了集中教学―自主搜索―集中教学―问卷设计―集中讨论的形式，形式可根据需要自行组合或拆分，既引导学生如何从专业的角度查找相关资料，又充分发挥了学生的主观能动性，提高了工作效率。
2.2.2现场踏勘
这部分是此次污染源调查的重点内容。污染源调查的主要目标和内容是：采用走访、实际观察和现场测量等方式，对虬江河道的污染源进行全面调查，明确河道沿岸入河污染源的数量和种类，确定重点污染源和重点污染区域，分析估算区域污染物，包括CoD、tn和tp等的排放特征。采取全面调查和重点调查相结合的方法，自国定路桥至虬江汇入黄浦江河口，分2次和数个小组进行，观察沿途河水的水质现状，深入居民家庭访问，并通过居委会等管理部门了解所在小区的人口、生活用水等信息，从而对虬江的污染源及其负荷有了全面的了解；之后，采取全面调查的方法，对虬江河道进行了整体踏勘，具体调研了虬江生产生活污染源的污染特性、存在的问题，初步确定了重点污染源和重点污染区域；并针对相关信息走访了杨浦区水务局、环保局等相关部门，针对虬江的现状河道断面特征以及河道路桥、涵洞、闸等的数量、尺寸、不同水期水量、流速特征、排入河道雨水、污水特征等进行了了解。整个调研能够帮助学生切实理解了污染源的特征，同时其中设置相关研究性问题，引导学生更深层次的兴趣。
2.2.3实验室监测实验
这部分内容是污染源调查内容的深化。设置的内容包括定期的水质采样和监测，引导学生通过现有的评价方法进行水质评估，结合污染源现场调查内容进一步使参与学生对河道污染现状进行了解；同时设置了沉积物采集和监测实验，让学生对沉积物的风干、研磨、消解等过程进一步了解，实现了环境监测课程的实践；同时由于仪器限制，指导参与学生观摩了电感耦合等离子体发射光谱仪对沉积物中重金属的检测。在检测结果出来后，鼓励有兴趣的学生对河道内源负荷进行了估算。
2.2.4研究性探索
在污染源调查的同时，此次实践还鼓励有兴趣的学生进行了关于降雨径流污染调查的研究性探索，在几次降雨期间组织学生参加地表径流的采集和水质分析，分析降雨径流的污染特征，也为估算河道面源污染提供了基础数据。部分兴趣浓厚的学生在实践取得初步性成果的基础上，以学院组织的科技创新实验或直接进入课题组，继续进行研究性实践，成果好的也可在指导教师的指导下发表学术论文。
2.2.5组织讨论
最后，在污染源调查、实验室研究和探索性研究的基础上，组织了学生对虬江河道治理和生态修复策略的讨论，充分发挥了学生的积极性。一些学生还提出了非常具有建设意义的想法，例如如何在有限空间内开展城市河道的污染整治技术，以及生态功能和景观建设兼备的虬江河道生态修复模式等。
2.3创新实践的积极意义
环境工程专业是一门实践性极强的学科，因此在实践性教学的过程中，要认识新常态、适应新常态、引领新常态，将大学生的创新实践活动转化为常态化的教育实践形式。此次创新性实践的实施，正是基于这样的目的，围绕城市河道整治这样一个重要课题，以污染源调查为中心设置了一组层次递进的环境类综合课程实践，具有的积极意义主要体现在：首先，这次实践围绕城市河道整治和生态恢复设置课题，以环境监测和环境生物修复工程课程为依据，是我国当前环境保护的关键课题，具有非常重要的现实意义；其次，这次综合性实践真正提高了学生从理论知识向实际能力的转变，培养了环境工程综合知识的运用能力，增强了学生的动手能力和思考分析能力，使之为今后的实际工作打下了良好的基础。再次，这次实践是该专业在环境保护新常态下对实践课程设置的初步尝试，为今后设置类似更多的实践课程提供了有益借鉴。最后，在此次创新的实践体系中，学生的主动性得到了很大提高，师生之间的交流日益广泛，有些学生还不舍昼夜来实验室参与科研项目，这样不仅提高了学生的动手能力和实践能力，还极大地提高了其科研兴趣。因此，培养学生“在兴趣中认知，在认知中探索，在探索中思考，在思考中创新[6]”，才能激发其创新潜能。
3结语
伴随着经济发展的新常态，环境类创新创业教学实践亦在发生着重要变化，围绕环境保护新常态设置综合性实践课程的必要性愈发重要。此次研究围绕城市河道的污染源调查这个主题，创新性地设置了资料调查、现场踏勘、实验室实验、探索性研究和组织讨论5个层次递进的过程，其中开发了不同形式的实践内容，并具有实施方式的灵活性，充分调动了参与学生的积极性，极大地提高了实践的效果。当然，这次实践是学校环境专业在环境保护新常态下对实践课程设置的初步尝试，一方面为其他环境类专业实践课程的设置提供了有意义的借鉴；另一方面也应该在实践中不断改进，以适应新的学科发展需求，真正有效地提高学生的专业实践能力，培养优秀的环境工程专业人才。
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环境污染的研究结论篇4
基金项目：国家社会科学基金项目（12BJ064）；教育部基地重大项目（2012JDpY03）
作者简介：刘铁鹰（1985-），男，河北廊坊人，博士研究生，研究方向为资源开发与国民经济可持续发展；李京梅（1966-），女，河北冀县人，教授，研究方向为环境经济、生态经济。
摘要：扩展性地分析了环境库兹涅茨曲线理论，将环境容量统一到环境库兹涅茨曲线框中，在理论上放宽了基本假定。在此基础上，通过1992～2010年的省际面板数据，以沿海地区工业废水中化学需氧量（CoD）入海排放量与经济增长的关系作为研究对象开展实证研究。结果表明，两者间存在n型曲线关系。除环渤海地区外，其他沿海省份的实际入海工业废水中CoD排放量均小于其环境容量，除辽宁、河北等省份污染物排放的极大值要高于环境容量外，其他省份没有超过环境阈值。
关键词：环境容量；环境库兹涅茨曲线；拓展性分析；区域分异
中图分类号：F205；F127文献标识码：a文章编号：1001-8409（2013）08-0011-04
1引言
20世纪80年代以来，伴随着沿海地区经济的快速发展，我国海洋经济开始起步，沿海地区的海洋资源得到大力开发和利用。进入21世纪，国家加大了对于海洋战略新兴产业的投入力度。然而，在我国海洋经济迅猛发展的同时，海洋环境污染也日益加剧，污染速率依然很高，污染范围比较集中，部分地区污染物排放已经超过了环境容量。目前，海洋环境污染已经成为沿海地区经济增长的“瓶颈”。如何降低环境污染，实现经济的可持续发展已经成为国家日益关注的问题。因而，基于环境容量视角下的经济增长与环境污染之间的关系研究，将为我国沿海地区经济可持续增长提供科学的决策依据。
环境库兹涅茨曲线最早是由Grossman和Krueger在研究北美自由贸易协定的环境影响时，参考传统的经济学库兹涅茨曲线提出的，旨在说明环境污染和经济增长之间存在倒U型的曲线关系[1]。该理论认为在经济发展的初期，经济增长的发展导致环境污染的加剧，这一时期为了发展经济忽视了对于环境资源的破坏；随着经济的增长，这一污染会达到最高的污染程度；当经济继续发展，污染就会逐渐降低，这主要是由于产业结构调整以及环境保护投入的增加所致。这一问题的提出，将传统的环境与经济间的复杂关系进行了简化，随后国内外学者在理论和实证方面开展了深入的研究，这些研究主要包括以下三个方面：（1）环境库兹涅茨曲线适用性的经验检验，主要是对现有理论在不同国家环境经济活动中进行以计量检验为主的研究[2，3]；（2）环境库兹涅茨曲线的存在性争议，对于环境库兹涅茨曲线是否存在从理论和实证方面进行研究，重点是对内在机理的作用机制进行逻辑论证[4～9]；（3）环境库兹涅茨曲线的扩展性研究，主要是对现有的理论假设进行扩展研究[10～12]以及将这一理论和能源利用、贸易转移、产业布局等相联系的研究[13～16]。
经典的环境库兹涅茨曲线隐含了一个重要的假设，即在环境容量范围之内满足倒U形曲线的经验形式，如果环境损害的程度超过了环境容量就不会形成拐点，进而造成严重的甚至不可逆转的情况[17]。就目前来看，环境容量和环境库兹涅茨曲线在统一框架下的研究还比较缺乏。鉴于此，本文以沿海地区工业废水中化学需氧量（CoD）入海排放量与经济增长的关系为研究对象，采用1992～2010年的省际面板数据，既是对既有理论重要假设的扩展，同时，在实证上也可以对环境污染和经济增长的关系有更加深刻的检验论证。
2理论模型
21环境库兹涅茨曲线理论模型
环境库兹涅茨曲线的基本模型形式及其各种变化可以归纳为：
（1）
其中，Yit代表第i省市在第t年的污染物排放量，Xit代表第i省市在第t年的经济发展水平，γit代表其他影响环境的变量，εit代表随机误差项，β0表示截距项。若β0=0，β20，曲线为U型；若β3=0，β2=0，曲线为直线型；β3≠0，曲线有可能为n型。
22环境容量的理论模型
在提到环境容量时必须要明确具体的污染物如CoD、氮、磷等，还需要明确研究范围，本文以沿海地区工业废水中CoD入海排放量为例进行分析，因而建立的是海洋环境容量模型。海洋环境容量是针对某种污染物而言，海洋所能容纳的污染物的数量。计算海洋环境容量要考虑环境质量标准，即超过标准的海洋环境容量会被认为超过了环境容量限制，同时海洋环境容量是一种上限的阈值界定，即海域最高的特定污染物数量[17]。本文界定的海洋环境容量的概念是与海洋环境承载力相区别的，即在特定时间范围下，海洋所能容纳的污染物的数量，这很大程度上与可持续发展的允许排污量相关。参考曾光明[18]和王修林[19]的研究，采用如下公式计算海洋污染物的环境容量[17]。
（2）
其中，L为环境容量；p为既有的环境容量标准量；m为环境容量流量；η为有机物的净化系数；Cs为有机物的水质标准；S为分配海域面积；h为平均海深；Q为工业废水入海排放量。
3实证分析
31环境库兹涅茨曲线实证分析
311变量选择与数据来源
利用1992～2010年沿海省际面板数据对eKC曲线进行拟合检验，选择的变量包括沿海地区工业废水中CoD入海排放量（Y）、按照可比价格折算的人均GDp（RGDp）、可比价格折算的对外贸易依存度（γ）和反映经济结构的变量（二次产业产值占总产值的比重），数据均来源于相应各期《中国统计年鉴》和《中国环境年鉴》。其中，人均GDp、对外贸易依存度和经济结构变量均以2010年为基期。沿海地区工业废水中CoD入海排放量是通过沿海地区工业废水排放入海量和沿海地区工业废水中CoD含量在排海工业废水占比分摊进而折算得到。
312实证结果
在以沿海地区工业废水中CoD排海量为污染指标的前提下，在10%的显著性水平下，除福建外，所有地区人均GDp三次方系数均显著，因而原则上不存在所谓的倒U型环境库兹涅茨曲线理论关系，且不同地区存在着一定的时空差异，人均GDp二次方系数和人均GDp系数同样存在地域性差异，总体上拟合优度较好，所有省份的总体变化趋势是n型曲线形式（表1）。
32环境容量实证分析
321水质标准与净化系数
水质标准是由国家或地方政府对水中污染物或其他物质的最大容许浓度或最小容许浓度所作的规定，在不同的适用范围和不同的标准下要求不同。依据《污水综合排放标准》中CoD这一项目，一类标准采用100mg/L，二类标准定位300mg/L，三类标准定位1000mg/L。海域水体净化系数是指海洋水体对于污染物的降解从而改善海洋水质程度。既包括水域自身的净化，也包括人工对于环境的改善。由于各海区海洋的物理和化学性质存在较大差异，因而其净化系数也存在区域差异[17]，按照下式进行分析：
（3）
其中，Sn为第n年的严重污染面积；S0为初始第一年的严重污染面积；η为净化系数；p为海域污染水域的增加速率；y为每年新增加的污染水域平均面积。根据《全国海洋环境质量公报》相关数据，计算各个海域的净化系数如表2所示。
322分配海域面积与水深
本文以省域视角从现有数据中剥离出已有的沿海地区工业废水中CoD排海量中的污染面积，而关于影响面积，参考历年的环境质量检测结果进行面积确定，由于海洋监测到的CoD含量既包括生活污水也包括工业废水，所以计算也需要将生活废水中CoD污染面积和含量进行剥离[17]。因而，采用公式（4）进行海域影响面积的分析：
（4）
其中，S是受影响的海域面积；S*是所要计算的省份的初始面积，各个省份的初始面积以海岸线比重作为折算系数，选择未达标的海域面积作为初始值；m是沿海CoD分摊系数；r是工业废水CoD分摊系数；Qe是沿海地区总的CoD排放量；Qt是全国总体CoD排放量；Qecod是沿海地区工业废水中CoD的排放量；Qcod是沿海地区工业废水与生活污水中总的CoD排放量。根据国家海洋调查规范标准，本文选用表层海水的深度即1米水深作为衡量参数。
323环境容量分配
从区域分异规律上看，以天津为例，其环境容量与实际排污量的关系如表3所示。可以看出，除个别年份（2010年）外，天津的实际排污量超过其本身的环境容量，所计算的差额容量事实上是当年天津应该减排的工业废水中CoD的入海量[17]，尽管2006年以后天津工业废水CoD入海排污量有所下降，但是环境容量也随之下降，多数年份差额减小，说明近几年天津的海洋环境治理程度较好，但是环境容量下降的压力依然存在，这也说明环境破坏后对其修复的成本将是相当大的。从2004～2010年的平均水平上看，天津年超标排放600吨CoD入海。
33基于环境容量的eKC关系的实证分析
从表4可以看出，天津、河北和辽宁的环境容量超过实际排放量，其差额容量为负值，而这些地区处于环渤海地区，说明此地区的环境破坏程度明显高于长三角和珠三角等地，其中辽宁的污染差额量是东部地区最为严重的，山东的环境容量与实际排放量的正差值最大，主要是因为黄海的自净能力大于渤海，山东的大部分地区位于黄海海域，同理，江苏、广东亦是如此。从总体差异趋势上看，各个区域的环境容量差额容量基本上是平稳变化趋势，而单向的环境容量和实际排放量存在n型的曲线关系[17]。
在拐点值确定的情况下，以假设为基础预测拐点值出现的时间，进而判断各地区的环境污染程度与工业化进程间的关系。纵观国家宏观经济的数据和国家发展宏观趋势，在没有大的战争和宏观经济没有巨大动荡的情况下，假设国内生产总值以8%的速度增长，而人口的增长每年不足1%，稳定在800～1000万，以8%的人均GDp增长速度进行预测分析可以看出，除上海外，其他省份已经越过了拐点呈下降趋势，上海预计2013年达到排放极大值（表5）。
综上所述，在将环境容量纳入环境库兹涅茨曲线的研究中，首先计算不同省份的海洋工业废水中CoD的环境容量，把这一反映承载力的重要衡量标准引入到以工业废水的排海CoD和经济发展水平关系为研究对象的环境库兹涅茨曲线理论中，可以得出以下分析：（1）总体上不存在所谓的环境库兹涅茨倒U型曲线关系，但是实际上很多省份的经济发展速度快于环境污染的增长速率，从而使得其并没有表现出拐点后污染下降的趋势。从这个意义上讲，环境库兹涅茨曲线存在一定的虚幻性，即需要考察变量的变化速率问题。（2）总体上沿海地区工业废水入海CoD的环境容量高于现有排放的污染物的实际量。各年的排放量相当于当年环境容量的1/4，这主要是由于我国沿海总体上具有辽阔的海洋国土，四大海区的净化条件较好所致。但是不容乐观的是，由于不同地区的经济发展水平以及环境配额容量的差异，使得部分省份的排污量已经超过了本省的配额环境容量，对于一些净化条件不是很好的海域，例如环渤海地区，这已经成为亟待解决的问题。
4结论
本文以1992～2010年沿海地区工业废水排放中CoD入海量和经济增长的关系为研究对象，将环境库兹涅茨曲线理论和环境容量进行统一分析，放宽了环境库兹涅茨曲线的理论假设，是在前人研究基础上对传统问题的扩展。同时，本文关于环境容量相关参数的计算尚属国内首次，这种方法的主要特点是提供了一套从社会科学角度研究环境容量的参数体系，亦属本文的创新。
通过环境容量的计算，发现部分省份（辽宁、天津、河北）的工业废水中CoD入海量存在超标现象，这是亟待治理的重要问题，环境污染程度总被限定在环境承载力的范围内，但是如果不加以治理，污染水平超过了生态系统的承载阈值，就会达到难以恢复的水平。部分省份如山东、江苏的环境容量远高于自排量近十倍，主要是由于黄海地区的自净能力高于其他海域，但其实自净系数以及污染面积等相关参数是在动态变化的，特别是这两个省份都是重要大江大河的入海省份，因而，同样应该严格限制污染物的入海排放，加强海洋环境监测力度，通过技术手段优化海洋自净能力，实现可持续发展。
在基于环境容量的环境库兹涅茨曲线实证分析中，选用1992～2010年入海工业废水CoD量与经济增长的指标，发现存在n性的曲线关系，即随着经济的增长，入海工业废水CoD量呈现先下降到低点再上升至高点再下降的变化关系，大部分地区污染物排放已于近两年跨过了拐点呈下降趋势；同时大部分省份人均GDp达到计算的拐点时，实际排放的CoD并没有达到理论上的最大值。以2010年数据为标准，多数省份的CoD排放量已经接近环境容量，辽宁省已存在明显的超标现象。在环境容量与拐点极大值的对比分析中，辽宁、河北等省份的极大值要高于环境容量，说明对这两个地区重点研究的时候必须考虑环境阈值，即超过环境容量之后的入海工业废水CoD量的变化很可能不存在拐点的问题，而是环境污染速率与经济发展速率的关系，从而导致最终的结论发生改变。
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环境污染的研究结论篇5
关键词：环境责任；虚拟价值；产业排污；环境污染；广义虚拟经济
中图分类号：C812文献标识：a文章编号：1674-9448（2015）03-0030-08
一、引言
随着我国社会经济的快速增长，区域产业排污造成的环境污染日趋严重，已经影响到人们的生存环境以及居民的健康与生命，迫使人们关注环境问题，积极履行区域产业排污的环境责任已经成为一种发展趋势。根据《国家中长期科学和技术发展规划纲要（2006～2020年）》、《国家“十二五”环境保护规划（2011～2015年）》以及《国民经济和社会发展第十二个五年规划（2011～2015年）》的要求，节能减排、环境治理以及生态环境恢复等都是首要任务。为贯彻落实以上几个规划，指导和推进全国大气污染防治科技创新，培育和发展节能环保战略性新兴产业，支撑大气环境质量改善，科技部和环境保护部在广泛征求意见基础上，启动实施“清洁空气研究计划”，组织制订了《蓝天科技工程“十二五”专项规划》，研究编制《水污染防治行动计划》和《土壤环境保护和污染治理行动计划》。其中蓝天科技工程是支撑国家深化节能减排和改善大气环境质量的重要科技工作部署。但是，我国产业普遍存在缺乏环境保护意识，随意排污的现象，造成了严重的环境污染。我国区域产业排污造成的环境责任价值呈现出虚拟形态，带有很强的扩散性及不确定性。因此，环境责任虚拟价值构成及其测度逐步成为一个亟待解决的问题。在这种情况下，我国产业发展面临着重大的环境压力，研究区域排污的环境责任虚拟价值构成及其测度方法具有特别的重要性与迫切性。
oliverSheldon（1924）最早提出了社会责任的概念，20世纪60年代环境责任从社会责任中分离出来；ayres和Kneese（1969）研究了生产和消费的外部性，提出了环境保护的思路；HubertBocken（2006）研究了欧洲产业排污的环境责任制度，重点研究了环境责任保险定价方法；Lenzenetal.（2007）研究了生产与消费的环境责任计量方法；Rodrigues和Domingos（2008）对生产与消费环境责任计量方法进行了比较分析，并进一步研究了环境责任计量方法的选择问题；elizabethJ.wilsonetal.（2009）研究了碳捕获和碳存储责任机制的评估方法；Juliamartin-ortegaetal.（2011）利用价值等值的方法研究了欧洲环境污染伤害造成的环境责任，并进行了环境责任评估方法的研究；Garcia-VillanuevaLuisantonioetal.（2014）研究了墨西哥城历史上发生的苯污染事故造成的环境责任，并对环境责任进行了评估研究；
国内对这一问题的研究起步较晚，王秋玲（1992）在分析国外环境责任问题研究的基础上，归纳了环境责任与义务发展的新趋势；金慧华（1995）研究了国家的环境责任，对国家与企业的环境责任进行了划分；耿进（1997）分析了环境责任意识与环境责任原则，强调环境责任问题研究的重要性；曾勇等（2001）针对项目层次环境成本核算技术存在的大缺陷，构建了产品生命周期环境成本核算模型；张文学和杨立刚（2003）在现状分析的基础上研究了环境责任的界定问题；徐祥民和吕霞（2004）分析了区域环境污染的产生根源，并对环境责任确定的合理性进行研究；林左鸣（2005）开创性的提出建立一个广义虚拟经济的思维框架；林左鸣（2006）从生活价值论角度，来解读财富的属性；王彦亮、林左鸣（2010）认为马克思的研究成果和经济学哲学思想就是广义虚拟经济的理论依据；刘喜梅和温桂芳（2012）基于广义虚拟经济理论的二元价值容介态观，提出了多维度的能源价值容介态体系；宋建波和李丹妮（2013）分析了区域产业排污的环境责任与环境绩效的关系，并分析了实践启示；王桂花等（2014）对区域产业排污的环境责任进行了界定，构建了区域产业排污的环境责任价值的分层模型。
通过以上国内外研究文献的回顾可以明显地看出，国外对区域产业排污的环境责任虚拟价值构成及其测度的研究已经比较成熟，基本形成了系统的理论与方法体系。国内对这问题虽然有一定的研究，但还处在起步阶段，许多已有的研究成果多在描述基本概念和发展现状，或者介绍或借鉴国外的研究成果。特别是国内的研究多在研究区域产业排污的环境责任价值状况，很少从广义虚拟经济的角度研究环境责任虚拟价值的构成，更是缺少对区域产业排污环境责任虚拟价值测度方法及其应用的研究，使得我国区域产业排污的环境污染治理缺乏有效的定量分析手段，影响了环境污染治理的效果和效率。因此，在这种情况下，运用广义虚拟经济学理论去研究区域产业排污的环境责任虚拟价值构成，并研究测度环境污染损失虚拟价值的有效方法，就成为一项十分重要与迫切的研究课题。
二、区域产业排污的环境责任虚拟价值构成分析
广义虚拟经济视角下环境污染损失虚拟价值度量是环境污染治理和生态环境优化的重要内容，是环境质量综合评价的重要组成部分，也是广义虚拟经济学理论在环境污染治理中的重要应用。区域产业排污的环境责任虚拟价值是指产业排污造成的环境污染损失没有具体的实物形态，而且其价值大小具有明显的扩展性、不确定性以及影响持续性特征的价值形态。通过深入分析与创新性探索，确定了区域产业排污的环境责任虚拟价值构成，主要包括以下几个主要部分。
（一）环境污染恢复费用
区域产业排污主要是“三废”排放，即废水、废气和废渣的排放，生产中排放的“三废”多含有有毒、有害的元素，需要通过环境治理恢复环境状况，使之达到污染前的环境状况。其治理费用等于“三废”不同类别的治理量与相应治理单价之间的乘积之和。由于“三废”排放的污染量大于实际的排放量，也就是“三废”排放之处具有传染性污染，这就会大大增加环境恢复的费用。需要加强对区域产业“三废”排放的管理，特别是控制排放方式及排放量，以最大限度地减少环境实际污染面积及污染量，才能够起到控制治理费用的目的。
实际上，环境污染治理的恢复费用与治理时间、治理强度以及治理手段有关，环境污染损失具有扩散性、持续性、传染性的特点，呈现虚拟价值形态。区域产业排放的废水、废气和废渣会按照污染程度或其他的标志区分为不同的种类，每一类排放物的治理费用存在差异，这就需要按照不同类型污染物数量及其治理单价计算环境污染治理费用。由于区域产业“三废”排放及其环境污染、环境治理等环境的复杂性，不同类型排放物以及不同单位的同种污染物的污染治理费用会存在很大差异，其环境污染恢复费用的构成及其测度的大小也有很大不同。
（二）环境污染超额损失承担费用
区域产业排污的复杂性、技术状况、人员素质以及管理状况决定了排污的状况，除此之外还会发生意外事故，这都会容易发生超额排污的结果。从排放的污染物对环境的影响来分析，由于污染物对环境污染的传递性以及扩散性以及环境治理的及时性等，都会造成超额损失的现象，这就需要生产者承担超额损失。区域产业排污的环境污染超额损失是指由于“三废”排放所发生的超过正常损失以上的费用。包括：传染性污染损失、环境污染造成的人类健康及其生命损害费用、对动物生物和资源的损害费用及其他损失的总和。主要包括：
1.传染性污染损失费用
传染性污染是指污染物碰到非污染物就扩大污染区域及其规模的现象。由于区域产业生产排放的“三废”具有传染性污染，其污染量远大于排放量，环境治理不仅要恢复“三废”排放的数量，还要治理扩展污染的相关资源数量。实际上，传染性污染数量和治理价格都很难确定，需要根据实际情况通过估计确定。
2.对人类健康及其生命的损害费用
区域产业排放的有毒有害的气体、废水及其废渣会污染人们的生存环境，生活在污染区域内的居民就会遭受身体的伤害，发生疾病需要治疗，发生死亡需要赔偿，这些费用都是由于“三废”排放所产生的扩张性污染损失造成的，呈现虚拟的价值形态，随着环境治理的延续减少其价值，如果不进行治理就会增加其损失。
3.对动物、生物和资源的损害费用
区域产业排污除了对人类健康和生命造成危害外，还会对排污现场以及附近的生物及资源产生损害。例如：各种动物、庄稼、经济作物、树木、土地、建筑物等。对动物的损害与对人的损失相似，对生物与其他资源的损害要看具体的损耗状况及其影响的范围、时间、程度等。在实际估算时还要考虑污染源的唯一性以及环境和政策的影响等因素。
4.其他扩展性损失费用
区域产业排污污染环境造成的危害是多方面的，除以上分析的内容外，其他的辅、间接性损害不再具体分析，统一归并到其他扩展性损失费用中，确定的原则是与目标区域的排污行为相关，并尽量剔除其他形式污染造成的费用。
（三）环境生态化建设支出费用
区域产业在一定的社会环境下，除自身“三废”排放污染环境外，其他单位的“三废排放污染”、原有污染的传染、现有环境本身就存在污染等原因造成的环境状况没有达到生态化的要求。生态化是指按照生态规律进行的“末端治理”，它是对环境污染的修复、重建与建设。具体来说，生态化建设是指某一区域环境达到无污染原始状态的恢复过程，这一环境治理目标一般高于当地现有的环境清洁程度，需要在目标区域产业所在地将现有环境状况提升到生态化的治理目标。这部分建设费用带有很大的不确定性，它取决于当地环境状况与生态化建设目标的差异以及生态化建设的具体水平。
本文所指的区域产业环境生态化建设支出费用是指将目标区域产业所在地环境状况提升到生态化建设要求所需要的建设投资的总额。我国目前尚没有环境生态化建设标准，建设费用的确定需要根据目标区域产业排污、环境污染及污染治理的状况确定。生态化建设主要是对受人为活动干扰和破坏的生态系统进行生态恢复和重建，是根据生态学原理进行的人工设计，充分利用现代科学技术，充分利用生态系统的自然规律，是自然和人工的结合，达到高效和谐，实现环境、经济、社会效益统一的过程。
（四）环境改良与发展所需投资
本文所指的环境改良与发展是指环境状况提升的最高境界，也就是为满足人们的享受需求，不断改良环境，提升环境质量的过程。为了满足区域产业排污的环境责任测度的要求，本文定义这部分投资是在已经达到生态要求的区域环境，通过环境隐患的改良以及提升环境质量的建设，使环境质量得以提升，从而使得人们居住的环境更加美好，更有利于促进人们的身心健康，满足人们高层次享受要求的投资行为。主要包括：
1.环境隐患改良投资
这种投资是指由于人为或自然的原因，区域环境中存在一些隐患，这些隐患虽然不影响目前的环境质量，可这些隐患一旦爆发不仅会影响未来的环境质量，而且会影响人们的健康、生命以及其他相关利益。为了消灭这些隐患，需要进行投资改良，并按照未来较长一段时间的提升要求进行超前性的建设，使改良工程会在较长的时间内起到提升环境质量的目的。
2.环境发展投资
这种投资是指为了提升人们的居住环境，按照科学规划及计划进行的高目标的环境建设投资，这种行为使得原有的环境发生明显的提升，其建设目标与区域发展状况以及投资能力、未来建设规划、人们的需要等多种因素有关，在实际的环境质量提升投资中，应进行科学论证，充分考虑经济发展状况和现有的环境状况，科学地进行建设，促进区域环境的可持续发展。
社会经济的发展会对环境质量提出更高的要求，这是人们生活水平提高的要求，也是社会进步的标志。随着社会经济的不断发展，环境改良与发展所需要的费用就会不断提高，规范这部分投资对提高环境质量具有重要意义。
三、区域产业排污的环境责任虚拟价值测度模型构建
（一）区域产业排污的环境污染治理责任测度模型
区域产业排污的环境污染治理责任实际上就是环境责任构成中的环境污染治理恢复费用。由于城乡环境污染治理有很大差异，本文将其进行规范，忽略其差异，均视同为复杂程度具有差异的相同性质的环境治理项目。本文将区域产业排污的环境治理责任，也就是环境污染恢复所需要的费用划分为：原住居民的搬迁费用、耕地的损毁补偿费用、原建筑物拆迁及清理费用、环境绿化维护费用以及其他费用等五个部分。下面逐项分析其测度方法：
1.原住居民搬迁所需要的费用
区域产业排污的环境治理项目实施使得原住居民失去了原有的住房和习惯的生活环境，相关责任单位及地方政府应充分考虑其住房的经济补偿。对于搬迁居民住房的经济补偿，我国惯用的方法是以原有住房面积为依据，充分考虑住房的质量、装修和新旧等因素来进行补偿。假定项目的实施使得居民i拆除的住房面积为Si，每平方米住房拆除的补偿价格为pi，拆迁的居民户数为k户，由于住房质量等因素而考虑的修正系数为γi≥0，则总搬迁费用为：
（1）
2.耕地的损毁补偿费用
区域产业排污的环境治理项目需要占用耕地，这些耕地是原住居民赖以生存的生产资料。同时，耕地的占用也一定程度上破坏了其农业生产生态系统，对于这部分费用也应对其进行补偿。假定环境治理需占用耕地面积X单位，目前单位耕地用于农业生产可得年收入i，年投入C。由于农业生产具有可持续性，随着市场的发展和经济的增长，单位耕地净收益增长率为ε，考虑资本时间价值，第t年的折现率为R，年限为n，则耕地总补偿费用为：
（2）
3.原建筑物拆迁及清理费用
原建筑物拆迁及清理费用是指环境治理项目实施过程中，需要拆除区域内的除原住居民住房之外的建筑物，例如废弃厂房等，这需要付出费用。这些建筑物由于破旧等原因不利于城市居民生活环境的美观，其拆除成本计入环境治理责任虚拟价值。假定此类建筑物面积为Zi，相应建筑物的单位价格为pi，建筑物拆除后的清理费用系数为μ，建筑物的种类为m，则原建筑物拆迁及清理总费用为：
（3）
4.环境治理维护费用
在环境治理项目实施后，自然条件下，其功效会随时间而降低，甚至造成其他的环境问题，因此需要对其进行维护。环境治理维护费用是指环境治理项目完成后每年为维护这些工程继续发挥功用而花费的成本，它取决于该项目维护的难度。假定环境治理项目的总面积为S，单位面积每年需要的维护费用为Ft，同样第t年的折现率为R，影响年限为n，则环境治理总维护费用为：
（4）
5.其他费用
在区域产业排污的环境治理项目的建设过程中，还可能会发生一些其他与环境治理相关的费用，这些费用也是环境责任虚拟价值的有机构成部分。如：公共垃圾处理、局部污染治理等，包含除上述费用以外的所有与环境治理和改善相关的费用，用C5来表示。
根据以上分析，区域排污的环境责任虚拟价值分为五个基本的构成部分，每部分的测算方法都已给出，以代表区域产业环境治理责任，则：
（5）
（二）区域产业排污的环境污染改善责任测度模型
区域产业排污的环境改善责任是对生产排污环境治理质量的更高要求，它包括：环境污染超额损失承担的费用、环境生态化建设支出费用和环境改良与发展所需要投资。由于区域产业排污环境治理的复杂性，环境改善责任的计量模型构建如下：
1.环境污染超额损失承担的费用
根据区域产业排污的环境责任构成分析结果，环境污染超额损失承担的费用是指超过环境污染恢复成本以上的部分费用，主要是超额污染损失和对居民的伤害损失。区域产业的环境污染主要是指废水、废气和废渣三种污染物，环境改善项目在一定程度上有利于减轻“三废”污染，降低其污染带来的损失。也有利于促进居民的身心健康，降低疾病的发病概率。假定wi表示污染物i的超额污染数量，βi表示单位污染物i超额排放造成的经济损失；Hj为疾病j的发病人数，pj为其平均治疗价格。则环境污染超额损失应承担的费用为：
（6）
2.环境改善的生态化建设支出费用
区域产业排污的环境污染改善包括环境质量提升的内容，主要是环境生态化建设，具有多种的具体形式，例如：环境绿化、植树、公园修建、体育场馆等。假定区域产业排污环境污染改善的生态化建设项目工程量为ei，生态化治理工程f的单位改善成本或价格为，则环境生态化建设支出费用可以表示为：
（7）
3.环境改良与发展投资所提升的环境价值
这部分环境责任包括环境改良与发展产生的直接增加的环境价值和间接增加的环境价值两部分。改善与发展环境直接增加的环境价值是指由于环境改善过程中直接节约的费用或增加的价值；改善环境间接增加的环境价值是指由于环境质量提升造成的该区域土地及房地产价格的增长、间接引起的原产业的价值增值以及与环境改善相关的价值增值（旅游等）。假定Vi表示第i项环境改善直接增加的价值，λ为环境价值系数，该区域收益土地和房地产面积为，其单位价格平均上涨；每年与环境相关的价值增值为tt，同样第t年的折现率为R，则改良与发展环境投资所提升的环境价值为：
（8）
则区域产业排污的环境改善责任价值可以表示为：
（9）
（三）区域产业排污的环境综合责任计量模型
区域产业排污的环境综合责任就是全部责任，也就是各项具体责任之和。实际上，区域产业排污的环境责任除了环境治理责任和环境改善责任以外，还有环境发展责任以及两项责任以外的其他责任，综合责任既包含了环境治理责任和环境改进责任，又包含了两项责任以外的其他环境责任。根据以上分析，我国区域产业排污的环境责任的综合责任可以表示如下：
（10）
式中：eR为环境责任，C为环境治理责任价值，Be为环境改进责任价值，F为其他环境责任。其他环境责任的计量十分麻烦，实际上它与环境治理责任和环境改善责任关系密切，可以利用这两项责任的计算结果进行估算，考虑一个价值变动系数为s，这个系数可以通过建立关联的方法进行确定。这时区域产业环境综合责任价值可以表示为：
（11）
四、区域产业排污环境责任虚拟价值测度的实例分析
为了更好地说明上述数学模型在区域产业排污的环境责任度量中的应用，本文选择江苏mV集团公司的环境治理项目作为案例应用研究。该环境治理项目涉及总面积23.702公顷，农居民搬迁户数244户，总人口817人，总耕地面积1225.5亩，目前主要以水稻种植和树木为主。项目拆迁住房面积23595平方米，其他建筑面积包括公共卫生间、垃圾集中处理处以及户外娱乐场所等等，共计3647平方米。下面应用本文的区域排污的环境责任虚拟价值测度方法进行应用研究。
（一）区域产业排污的环境治理责任测度
该项目涉及住房面积建造于20世纪90年代至2013年，为简化计算，本文取5年为一个时间段，其平均修正系数每5年折旧。耕地面积每亩每年净收益为2000元，且年增长率4%，折现率8%，建筑物的清理费用系数为。环境绿化每年的维护费用为建设费用的12%。应用上述计算式可得各项费用如表1所示：
根据以上各种具体环境责任的计算结果，应用本章对区域产业排污环境责任的测度模型，确定本区域产业的环境治理责任为：
（二）区域产业排污的环境改善责任的测度
根据江苏mV集团公司环境污染治理及其改善的具体方案以及研究收集的相关基础资料，应用
=2167.8+1224.6+382.9+2559.8+262.3=6597.4万元上述构建的区域产业排污的环境改善责任测度方法，应用以上测度公式就可以确定该区域环境改良项目的环境改善责任价值，计算结果如表2所示。
以上Bei是区域产业排污的环境责任各分项的计算结果，根据这些结果以及上述分析的方法，确定该区域环境改善责任为：
Be=C+Be=122.9+290+1545.7=1958.6（万元）
（三）计算区域产业排污的环境责任综合价值
根据上述环境治理责任和环境改善责任的测度结果，如果区域产业排污的环境责任的综合价值系数为8%，则应用以上的理论与方法，可以计算确定本区域排污的环境责任综合价值为：
=（1+8%）×（6597.40+259.60+1985.60）
=1.08×8815.60=9520.85
根据以上计算结果，本区域生产排污的环境责任为9520.85万元，如果区域生产考虑了这项经济损失，其经济效益就会明显下降。当然，环境污染是生产的伴生物，“三废”排放也是产业生产的一种产出，应正确面对，注意在发生生产的同时，逐步加大环境治理的力度，促进生产环境污染倒“U”趋势的形成。
五、结论与建议
为实现对区域产业排污环境责任虚拟价值的有效测度，本文在研究背景及文献综述的基础上，利用经济学与管理学的有关理论，深入研究了区域排污的环境责任虚拟价值构成，将其细分为：环境污染恢复费用、环境污染超额损失承担费用、环境生态化建设支出费用和环境改良与发展所需投资。实际上环境污染恢复费用就是环境治理责任虚拟价值，环境污染超额损失承担费用、环境生态化建设支出费用和环境改良与发展所需投资属于环境改善责任虚拟价值。在此基础上，采用数学建模的方法对其进行了测度及其应用研究，收到了比较满意的测度结果。区域产业排污环境责任虚拟价值的构成及其测度研究是一项十分复杂的研究课题，需要长期的修正与完善才能够达到比较满意的效果。修正与完善本课题的研究效果是一项长期的任务，需要从以下几个方面人手：
1.完善区域产业排污的环境责任虚拟价值管理的生态环境。环境建设是环境责任虚拟价值研究的基础，要提高区域产业排污环境责任的测度效果，就要重视生态环境建设，通过提高人们的环保意识以及加大环境建设的投入，以不断优化与完善课题研究的生态环境，促进研究效果的不断提高。
2.继续细化环境责任虚拟价值构成的研究。明确环境责任虚拟价值构成是实现合理测度的基础，本文的研究虽在一定程度上满足了测度的需要，但由于环境责任虚拟价值构成的研究还需要进一步验证其合理性，研究结果就必然存在一定程度的缺陷，还需要未来的研究者更加深入地研究这一问题，促进区域产业排污环境责任虚拟价值构成的更加科学、更加合理、更加有效。
环境污染的研究结论篇6
论文摘要：本文根据污染生态学研究现状讨论了污染生态学的研究内容：①研究在污染环境中生物受害原因以及与污染物的关系；②研究污染物在环境以及在生态系统、生物体内的化学行为、变化规律，即吸收、转化、富集、降解规律和生态效应；③研究生物净化机制与生物防治污染的措施；④研究生态系统承受污染物的负荷能力，确定生态系统的环境容量，预测环境质量的变化趋势。
一、引言
人类社会进入20世纪之后，随着全球工业化的兴起，生产和生活的性质与规模较之以前发生了巨大的变化，而且这种变化以一种不可逆转的趋势正不断地向纵深发展。今天，人类强大的技术力量严重地影响和干扰着自然界的许多自然过程，如气候、植被、水分乃至与之有关或包含于其中的物质化学组分的交换、循环等。特别是目前这种影响常常直接或间接地导致影响或破坏人类生活的正常性与社会发展的持续性的可怕后果，这即是当今环境问题成为倍受全世界关注的热点的原因所在。
与其他学科的兴起和发展一样，为了研究和解决在生产、生活和社会发展过程中存在或出现的问题、探索人与环境关系方面的奥秘以及如何协调或控制这种关系，大约在20世纪中叶以来，一系列有关人类环境的新学科如雨后春笋般地出现和发展起来。而从自然循环、物质变化角度研究环境问题的学科目前发展起来的最主要的有以下几门：环境地球化学、污染生态学、环境化学和环境生物无机化学。这些学科都尚在形成发展中，其最主要特点是不同学科交叉，即用已有学科的理论、方法去解决已存在的或新出现的环境问题。
也是在20世纪下半叶，生态学有了重大发展和认识上的飞跃。［1～2］新的生态学建立在生命科学和地球科学的基础之上，成为介于社会科学和自然科学之间的一门特殊的学科，研究人口、资源、环境的关系。我国已故著名生态学家马世骏曾指出：“协调人类与自然的关系，改善人类的生态环境，应是现代生态学研究的主要方向。”人类与自然环境的最主要界面——地球表面存在和发生的一切现象及与生物的关系，［3］尤其是与人类的关系成了生态学研究的重点内容。［4］
“污染生态学”是环境科学的主要组成部分之一，并已成为生态学的一个重要分支。我国在20世纪90年代初，前国家教委就规定其为与环境化学、环境地球化学平行的本科环境科学专业必修专业课程，当时也曾提出了相应的研究任务和方向。然而，和其他任何新生事物一样，“污染生态学”本身在许多方面尚处于发展、充实、完善阶段，目前对之尚存在不同一的定义或认识，人们还尚未对它的对象、任务、研究范围等作出确切的规定。其实，晚一点作出这样的规定是好事，因为广义的环境科学也包括生态学，其涉及内容较广，学科交叉性很强，人们对它的理解不能不受到原先的专业知识范围、研究经验、兴趣及对环境生态问题的不同认识等因素的影响。也正是这种不同的理解和认识，会促使不同学者从不同角度各有侧重地去研究问题，由此可能会大大地丰富和充实这门新兴学科的内容，同时也促使人们以极大的热情和兴趣去研究和探索，以使其不断成熟、完善和更有效地为保护人类、保护环境、促进社会可持续发展服务。
目前，在国外能与“污染生态学”完全对应的词条尚很少见，最为接近的可能是“pollutionScience”或“theScienceofthepollution”，但是，就针对自然界生态环境污染问题的研究却突飞猛进、日新月异。这一点在科技杂志刊载内容方面体现的非常明显，尤其是一些重要刊物更是如此。如“ecology”、“environmentalScienceandtechnology”、“environmentalpollution”、“environmentalResearch”、“appliedGeochemistry”、“theScienceofthetotalenvironment”、“aquaticecosystemHealth&management”、“BulletinofenvironmentalContaminationandtoxicology”、“environmentalGeochemistryandHealth”、“JournalofHazardousmaterials”以及“nature”、“Science”、“amBio”等刊物经常刊登大量的污染生态学研究成果。除此之外，有些污染生态学的研究成果也常常分散刊载于其它有关环境科学或生态学领域的期刊中。这些研究内容实际上已基本勾勒出了污染生态学研究内容的框架。笔者结合近年在上海交通大学讲授研究生“污染生态学”课程及科研实践中的学习心得和体会，就“污染生态学”研究内容做些浅显的讨论，与同行交流，希望大家指正。
二、污染生态学研究内容讨论
近年来不断进展的污染生态学研究和大量的研究工作其研究内容基本体现出了以下四个方面的特点：①研究在污染环境中生物受害原因以及与污染物的关系；②研究污染物在环境以及在生态系统、生物体内的化学行为、变化规律，即吸收、转化、富集、降解规律及生态效应；③研究生物净化机制和生物防治污染的措施；④研究生态系统承受污染物的负荷能力，确定生态系统的环境容量，预测环境质量的变化趋势。
1．污染环境中生物受害原因以及与污染
物的关系研究
污染物质之所以会对生物产生毒害是由于生物对这些有害物质的摄取与利用而引起的。环境一旦被污染，生存于其中的生物即会自觉不自觉地摄取和吸收污染物质，当这些物质的量在生物体内超过生物机体本身的承受或转化（无害化转化）极限时，污染物质在生物体内的毒害作用即发生了。不同的污染物质其体现出的效果往往区别很大，而自然环境中常常是多种生物并存和多种污染物质同时存在的。查明生物受害原因和明确厘定具体致害物质及致害物质间的相互作用是污染研究的关键所在，这些问题在实际情况中常常非常复杂。环境中生物受害原因以及与污染物的关系研究是污染生态学研究的最重要内容之一，是污染生态学研究的起点和基础，同时也是目前的一个热门研究领域。
2．污染物在环境以及在生态系统、生物体内的化学行为、变化规律，即吸收、转化、富集、降解规律及生态效应研究。
污染物一旦进入环境或生态系统、生物体内，在新的物理化学条件下便会发生一系列作用和产生相应后果。在此过程中，污染物的化学习性、系统的物理化学条件是制约因素。因此，生物对污染物从摄取到进入体内的一系列生化作用及过程的每一个环节都对最终的毒害效果产生重要影响。如摄取、输送、吸收、浓缩、转化、富集、降解和排泄等各种作用和过程。它们是研究生物在污染环境中受害机理的最基本内容。这些作用和过程对不同生物不尽一致，因而相同的污染物质对不同的生物群体常常体现出不同的生态效果。因此，这项内容是认识元素在生物体内的化学行为和运动规律，即元素在生物体内的分布、功能、运动循环机理和生物对元素的需求与中毒等基本原理的关键，对阐明污染生态环境的生态效果起着不可取代的作用。不同的生态系统常常有不同的污染特点，如大气环境、水环境、土壤环境和生物系统间同一污染物质各自分别有不同的生态环境效果。自然界大气、水、土壤、生物体系又都不停地与生物进行着物质交换循环。在各种方式的交换循环中污染物质会体现出各自的毒害效果。生态环境污染生态效应研究是污染生态学的主体内容，是一个广阔的研究领域。［5］
3．生物净化机制和生物防治污染的措施研究
生物对污染物的抵御能力体现在生态效应上即为净化功能，这项功能因生物种类不同而差别很大。生物净化机制研究一方面是制定环境容量的重要依据，另一方面可用于污染防治。这是目前污染治理研究领域的一个重要方向。许多生物特别是微生物具有独特的环境净化功能，常常会起到其它人工措施难以起到的作用。因此，生物净化机制和生物防治污染的措施研究是污染生态学环境对策的重要内容，对确定环境容量和治理、预防污染具有重要意义，是一个崭新的、前景无限光明的领域。［6］
4．生态系统承受污染物的负荷能力研究
生态系统对污染物的自然净化能力是污染研究的重要内容，也是治理预防污染的主要参考条件。对生态系统的污染负荷能力或环境容量进行研究，以及对为促使人为污染物不超过其负荷能力或容量的相应政策措施进行研究是污染生态学的基本内容之一。生物机体本身及人的主观能动作用对环境中有毒物质或污染的抵御能力和对策研究是目前一个充满兴趣而又具重要现实意义的课题。［7～8］
三、结语
从学科史角度看，污染生态学尚处于初期发展阶段。据目前本领域研究状况，本文将其研究内容归纳如下：①研究在污染环境中生物受害原因以及与污染物的关系；②研究污染物在环境以及在生态系统、生物体内的化学行为、变化规律，即吸收、转化、富集、降解规律和生态效应；③研究生物净化机制和生物防治污染的措施；④研究生态系统承受污染物的负荷能力，以确定生态系统的环境容量，预测环境质量的变化趋势。
上述污染生态学的研究内容是作者学习污染生态学的体会，同任何一门新学科一样，需要在实践中不断地得到补充和修正。
参考文献
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2Begonm.，harperJ.L.，townsendC.R.ecology-inpidualspopulationsandcommunities［m］.3rdedn.oxford:BlackwellScience，1996
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4孙铁珩、周启星、李培军.污染生态学［m］.北京：科学出版社，2001
5nebelB.J.，wrightR.t.，environmentalScience.5thedn.newJersey:Simon&Schuster，1996
6SuhonenJ.predationriskinfluencestheuseofforagingsitesbytits［J］.ecology，1993（74）:1174～1203
环境污染的研究结论篇7
对外贸易作为拉动我国经济增长的“三驾马车”之一，为促进我国经济增长、技术进步以及人民生活水平的提高带来了诸多福利，但我国既是进出口贸易大国，也是农业大国，同时还是环境污染大国。中国已经成为世界上农药、化肥等污染物排放最多的国家，农业的环境污染问题也日益突出。[1]鉴于此，探讨我国农业对外贸易如何与环境协调发展，研究农产品对外贸易的绿色化发展对策，为“五化”协同目标下农业对外贸易绿色化发展的转型升级提供可行的政策建议。
一、贸易与环境关系的文献综述
随着环境污染的不断恶化，贸易与环境的关系问题逐渐受到各国的广泛关注，众多国内外学者对贸易与环境的关系展开了系统的理论与实证研究，为贸易与环境的可持续发展提供了重要的理论和经验基础。
Grossman&Krueger（1991）提出了环境效应理论，认为经济增长通过规模、结构和技术三大效应影响环境质量。[2]Copeland&taylor（1994）的研究发现自由贸易对发达国家的环境有益，但却使发展中国家的环境恶化。[3]而Dean（2002）利用联立方程模型实证分析了贸易与环境之间的关系，研究表明环境污染在短期内会因贸易条件的改善而增加；但从长期看，收入的增长会促使人们对环境质量的要求更高，反而会间接改善环境。[4]BrantleyLiddle（2001）研究发现，贸易对环境的影响取决于一国的要素禀赋，并且与贸易收益密切相关，证明污染避难所假说并不成立。[5]erdogan（2014）分析了国际间生产率的差异对环境质量的影响，发现完整的贸易自由化有助于降低oeCD国家污染水平，且大约一半的污染减少来自于国际生产率的差异。[6]
早期国内对贸易与环境关系的研究集中于验证环境库兹涅茨曲线（eKC）和污染避难所假说，后来由于环境效应理论的不断发展和完善，近年来普遍关注于贸易的环境效应研究，特别是针对贸易总量与环境之间的关系的分析较多。周茂?s和祝佳（2008）的实证结果表明，贸易自由化会使我国环境恶化。[7]彭水军和刘安平（2010）研究发现中国出口比进口污染更低，即污染避难所假说不成立。[8]张相文和黄娟（2012）的研究表明农业对外贸易对我国环境有益。[9]而刘子飞（2014）却得出相反的结论，在农业经济增长方式不变的情况下，农产品贸易将加剧我国农业污染。[10]
由此可见，众多学者对贸易与环境关系的理论和实证方法进行了不断补充和拓展，但其研究大多集中于贸易自由化对环境的影响，很少分行业探讨其与环境的关系问题。虽然近年来越来越多的学者开始关注各行业贸易与环境的关系问题，但依然处于研究初期，且偏重于研究工业行业，探讨农业对外贸易与环境的关系的文献相对较少。现有的涉及农业对外贸易的环境效应的研究，主要是探究贸易的发展对环境造成的单方向影响，并未考虑二者间的相互作用。本文将通过联立方程模型探究二者的双向影响。加入wto后，中国农业对外贸易一直快速增长，我国已成为世界农产品贸易大国。2015年我国农产品进出口额为1875.6亿美元，相比1998年的221.20亿美元增加了7倍多，农业贸易规模增长显著。但我国的农药、化肥及农膜的使用量远超世界其他国家，2015年我国农药、化肥总使用量为6200.90万吨，相比1998年增加了47.39%；2015年农膜使用量为260.36万吨，相比1998年增加了115.76%。此外，我国残膜率高达40%，每年土壤中残留将近50万吨农膜。由此可见，农业造成的环境污染问题已十分突出。本文将利用我国1998―2015年农业对外贸易的面板数据，建立贸易与环境的联立方程模型来探讨农业对外贸易与我国农业污染排放之间的交互影响。
二、理论框架和模型构建
（一）理论框架
现行主流的环境效应理论分析框架源自于Grossman&Krueger（1991）最早提出的规模、结构、技术三大效应，后续学者在此基础上逐渐引入了规制效应。所谓规模效应是指农业贸易规模的不断扩大会带来要素投入的不断增加，从某种程度上会增加资源的消耗和污染的投入。但是贸易规模的扩张会带来人均收入的提升，且随着贸易的不断深入，各国比较优势不同，会带来贸易结构的变化，各种产品和技术通过贸易在世界范围内流动，由此又会引发结构和技术效应。简单来说，结构效应是指贸易自由化的发展引致的产业结构的调整对环境产生的影响；而技术效应主要是指贸易自由化所带来的技术的创新和传播对环境造成的影响。一般而言，技术效应会对环境污染带来积极影响，而结构效应会因各国比较优势和要素禀赋的不同有所差异，如果一国在农业对外贸易过程中出口污染密集型产品上具有比较优势，那么结构效应的存在会使污染日益严重。而规制效应是指在农业对外贸易的发展过程中，由于进出口标准以及环境污染治理规范的订立等对环境造成的影响。随着各国环境规制力度的不同，规制效应的作用方向也不统一。总体而言，规制力度越强，对农业环境越有利，但会因此降低其贸易优势，因此难免存在一些国家为追求经济的发展，施行较松的环境规制。
（二）实证模型的构建
本文利用联立方程模型分析方法，建立农业对外贸易与农业污染间的联立方程模型。
假设农业贸易存在两种产品，污染品（资本密集型产品）和清洁品（劳动密集型产品），所有污染均来自于生产过程中，即不存在跨境污染和消费污染。为避免可能的异方差性对模型估计结果的影响，在进行计量分析时对模型中各变量取对数形式，建立的联立方程模型表示如下：
其中i、t分别代表省份和年份，（1）式为农业污染排放方程，假定农业污染排放量Z与其产出规模之间存在倒U形曲线关系，将Z表示为产量S、农业产业结构Ce的函数。（2）式为农业产出方程，根据柯布-道格拉斯函数，加入农业对外贸易与农业环境污染变量对产出规模的影响，将产量S表示为农业污染排放量Z、农产品对外贸易总额ie、农业生产性资本投入K及?r业劳动力L的函数。（3）式为农业对外贸易量方程，用农业产出规模S、环境规制R和农业产业结构Ce来衡量农业对外贸易产生的影响。
（三）数据来源
由于受数据可获得性的限制，本文使用我国1998―2015年31个省市自治区相关农业统计的省级面板数据进行实证分析，数据主要来自于《中国统计年鉴》、《中国农村统计年鉴》、《中国环境统计年鉴》、《中国环境状况公报》、中华人民共和国商务部对外贸易司网站及国家统计局网站。其中个别数据由于统计的缺失，在进行分析时将使用现有的各年份数据的均值代替。本文主要涉及农业生产性固定资产总额、农业劳动力数量、农药化肥农膜的使用量、农业总产值、农业资本劳动比、农业污染治理投入占国内生产总值的比重，以及农业进出口贸易总额等核心数据。
（四）数据说明
本文参考刘子飞（2014）的分析思路，农业资本存量（K）用农业生产性固定资产衡量，即用各地区每户人均农业生产性固定资产乘以户数来表示，农业劳动力（L）则以农林牧渔业从业人员来衡量。由于我国农业的主要污染来自于农药、化肥、农膜的使用造成的水土、大气污染，所以用农药、化肥、农膜的使用量来表示农业总污染排放Z。S表示农业产出规模，用农业总产值来衡量。为消除通货膨胀的影响，农业总产值及GDp数据均以1998年为基期，用农产品价格指数、GDp指数进行相应的平减。Ce表示农业产业结构效应，因假设农业贸易存在两种产品：污染品（资本密集型）与清洁品（劳动密集型），一般认为产业结构的升级，会使农业生产中这两种产品比例发生改变，从而对环境造成影响，所以使用资本（K）与劳动（L）的比值来测算。R表示环境规制，由于人均收入的提高会促使人们对环境质量的更高要求，政府也会加强环境规制，从而降低环境污染，因此用农业污染治理投入占国内生产总值的比重表示。ie表示农业进出口贸易总额，但原始数据单位为“亿美元”，本文用各年份相应的人民币兑美元汇率折算成人民币来衡量，单位为“元”。
三、实证分析及结果
（一）估计方法
本文采用联立方程模型，结合模型系统包含的变量样本观测值的信息，考察模型系统之间的相关性对联立方程参数估计量的影响。为充分利用系统的全部信息，本文的模型估计采用系统估计法中的三阶段最小二乘法（3SLS）。本文在进行估计前为避免无效估计，先进行面板数据的平稳性检验，结果显示各指标均含单位根，但一阶差分后均平稳，为一阶单整。
（二）内生性检验
由于本文运用联立方程模型综合考虑农业污染与农业对外贸易的双向影响，为了确认二者具有这种互为因果的关系，进行联立方程的联立性检验，即内生性检验，这里运用Stata13.1进行Hausman检验。首先通过eviews8.0求出变量的残差序列，综合（3）式和（1）式，并加入变量进行辅助回归，方程如下：
lnZit=ρ10+ρ11lnSit+ρ12（lnSit）2+ρ13lnCeit+ρ14lnieit+ρ15lnRit+ρ16resit+λit（4）
所得结果如表1。
根据表1可知，resit的系数显著不为零，根据内生性检验原理，则说明农业污染与农业对外贸易之间通过了联立性检验，说明二者之间有相互影响。
（三）估计结果
从表2的联立方程模型估计结果可以看出，整个模型系统的拟合优度比较好。根据表2中农业污染排放方程的估计系数可以看到，lnSit的系数估计值为0.1716，表明在其他变量保持不变时，农业产出规模的扩大，会造成农药、化肥、农膜使用量的增加，即带来农业环境污染的加剧。农业产业结构lnCeit与农业污染的排放量呈正相关关系，表明产业结构的优化可以降低农业污染，而进出口总额lnieit的系数为0.3056，说明农产品对外贸易额的增加会加剧农业污染，这也侧面反映了我国高污染、高消耗的粗犷型生产方式。
（四）结果分析
表2中的结果显示农业污染排放量系数为正，但并不显著，表明污染排放量的增加并非是导致农业产出规模增加的主要影响因素。而农业对外贸易额的系数为0.3031且显著，说明当其他变量保持不变时，农业污染排放每增加1%，将造成产出规模增加0.3031%，农业贸易额的持续增长是农业产值增加的一个重要影响因素。从表2还可以看出，生产要素（K、L）的产出弹性系数为正，反映了要素投入量对产出规模的贡献，但L的作用并不显著，一方面的原因可能是人口老龄化比重增加，另一方面也与人才质量要求的提高密不可分。表2第四列为农业对外贸易方程的估计结果，从结果可以看出农业产出规模的系数为3.0991，说明农业产出规模与农业对外贸易额之间同向变动，但产出的增加并非贸易增长的直接动因。农业产业结构lnCeit的估计系数为1.2580，且在1%的显著性水平下显著，表明现阶段我国农业产业结构与农业对外贸易额呈正相关关系，即资本劳动比的增加会促进农业对外贸易的发展。而环境规制lnRit的系数为负，即农业环保制度的完善和加强会造成农业进出口额的缩减。
四、结论及政策建议
（一）主要结论
1.农业的产出规模、结构对农业污染有显著的负面影响，这说明农业资本投入的增加以及产量的增加都会带来环境污染的加剧，现阶段我国农业贸易产业结构存在一定的不合理性，主要表现在农产品的商品结构、地区结构、市场结构和贸易方式等方面。同时，农业进出口总额的增加也会对环境污染带来负面影响，这说明农业贸易自由化在某种程度上加剧了我国的农业污染，这也反映了我国在发展经济的同时忽略了对环境问题的重视，这也符合我国当前经济发展的基本国情。
2.农业产出、农业贸易额与污染排放量呈显著的正相关。农业产出规模的扩大会造成农药、化肥及农膜单位面积使用量的增加，但随着规模的不断增长，其对环境造成的负面影响是递减的。因此，尽管对外贸易的发展会促使我国农业经济增长，但仍不能忽视其对环境造成的负面影响。
3.农业产出和劳动力投入的增加并非是贸易发展的直接原因，由于经济水平的不断提高，各行各业对人才数量和质量的要求随之提高，农业生产技术及人员素质的提高会对农业污染问题带来积极的改善作用，我们应积极培养农业高素质人才，促进农业经济的高水平发展。
4.现阶段的农业贸易结构可以带来农业贸易的扩大，但也会造成环境的恶化，这也再次说明了当前我国农业贸易结构并不合理；环境管制的加强会给农业贸易自由化带来消极影响，因为环境治理力度的加强必然导致成本的增加，同时一些污染密集型产品的贸易受到冲击，致使农业对外贸易缩减，所以协调好环保与贸易增长的关系尤为重要。
（二）政策建议
1.转变农业对外贸易增长方式，调整农业贸易结构。虽然农业对外贸易的发展给我国经济的增长与人民生活水平的提高带来了诸多福利，但现阶段我国农业对外贸易的发展仍然以环境污染与能源消耗为前提，所以为降低农业对外贸易对环境的消极影响，必须减少农业生产过程的污染和能耗，发展清洁产业及技术，优化农业产业及贸易结构，降低污染密集型产业在生产及贸易中的比重。因此，转变增长方式、调整产业结构是改善农业环境的一个重要方向。[11]
2.加强环保信息和技术推广，加大人才培养力度，提高?r业从业者整体素质。现阶段，传统的农业生产方式在我国依然普遍存在，且农村信息相对闭塞，农业生产者难以及时接触到先进的技术和环保理念，农业生产者片面追求经济利益而忽视环境污染问题，环保意识薄弱。政府应积极转变职能，加大宣传力度，向农业生产部门推广环保技术，鼓励其使用有机化肥与可降解膜进行替代，摒弃我国长期的高污染、高消耗、片面追求经济利益的观念。[12]同时，完善人才培养机制，培育一批农业技术人员及环保领域的专家，积极参与农业污染问题的治理和先进环保生产技术的研究，为农业经济发展输送高素质人才并推广节能减排环保先进适用技术。
环境污染的研究结论篇8
关键词：财政分权；环境污染；环境质量
要探讨财政分权与环境污染的关系，首先需要了解环境污染的治理和监管制度，理解在环境政策制定及实施中地方政府的角色，进而才能分析财政分权是如何改变了地方政府的行为激励，使其在行政集权和财政收支压力下，通过展开经济竞争、减少环境治理投入、放松环境管制而对环境质量产生影响。因此，本文按照以下逻辑思路展开：先分析了财政分权对地方政府行为的影响；然后回顾了中国特色的财政分权体制对环境污染的影响。
一、中国式财政分权对地方政府行为的影响
（一）中国式财政分权下的双重激励
自上而下的经济分权为地方政府发展经济提供了“正确的激励”，诱发了各个经济部门的快速成长，既促进了经济迅速发展，更推动了市场化改革的深入。但是与西方国家的财政分权不同，中国的财政分权始终伴随着政治集权，中央政府的绝对权威对于地方官员的任免扮演着重要的角色。中央政府有足够的能量来对地方进行奖惩，地方政府官员因而不得不追随中央政府的政策导向。故很多学者认为政治上的激励对中国经济增长的解释也不容忽视。与大多数选举国家不同的是，中国的地方领导是由上级直接任命的，因此地方政府在行政过程中主要是对上负责而非对下负责，在这样一种机制下，地方政府每年必须要保证GDp的高增长，否则在政绩考核中被否决从而晋升无望，所以地方政府官员就有了相互竞争GDp增长率的激励，这就形成了一种基于上级政府评价的“自上而下的标尺竞争”。总之，强有力的政治集权与政治晋升激励为地方经济增长提供了更加充足的动力。然而，中国式的财政分权在“做对激励”的同时，也产生了不少负面影响。比如，周黎安（2007）认为，晋升锦标赛造成了地方政府行为的扭曲，是许多地方政府大搞“政绩工程”的根源所在。
（二）财政分权激励下的地方政府行为异化
如上所述，中国的财政分权与西方联邦制国家不同，与经济分权相伴的是行政集权，中央政府通过掌管官员的任免和升迁权，影响地方政府的决策，从而构建起对地方政府的激励机制，关心自身政治前途的地方官员在这种激励下开始了晋升锦标赛，在以GDp为核心的政绩考核的引导下，这种中国式分权体制产生了为增长而竞争的现象，带来了中国的经济增长奇迹。但是，这种“为增长而竞争”的激励机制也导致了地方政府行为异化，主要体现为财政支出机构扭曲――“重基本建设支出、轻民生支出”。例如，傅勇、张晏（2007）探讨了中国式分权背景下地方政府支出结构偏向的激励根源，并利用1994年以后的省级面板进行实证研究，发现中国的财政分权与基于绩效考核下的政府竞争造就了地方政府公共支出结构“重基本建设支出、轻人力资本投资和公共服务”的明显扭曲，在政治集权基础上的中国式分权激发了地方政府“为增长而竞争”。
二、中国式财政分权与环境污染的研究
环境污染问题已被迫提上我国政府的议事日程，公民享受高质量的自然环境同样具有非竞争性和非排他性，那么政府对这部分公共品的供给同样具有不可推卸的责任，下面将着重探讨财政分权对环境质量的影响。
环境保护支出属于典型的地方政府民生支出项目，在我国财政分权激励下，地方政府职能异化，地方政府可能减少对环境保护的支出。国内学者对于中国式财政分权对环境影响的研究起步较晚，目前所做的研究还不多，且已有研究也主要在实证检验方面。目前，多数研究认为，分权程度的提高会加剧环境污染，降低环境质量。在追求GDp增长的激励下，地方政府会选择放松环境管制等手段展开竞争，以环境资源换取经济增长。例如，马晓钰、李强谊、郭莹莹（2013）利用我国30个省1999年-2010年面板数据，采用静态和动态面板数据模型，实证研究了中国财政分权对环境污染的影响。结果表明：财政分权与环境污染存在正相关关系，分权度的提高不利于环境质量的改善，这也说明了财政分权可能会降低地方政府对环境污染的管制力度。
上述研究大多关注财政分权与环境质量的关系，发现分权程度的提高可能降低地方政府管制环境的努力，使得污染加剧，因此，这个角度主要是从环境管制角度来分析的。国外的许多研究指出，地方政府的环境保护努力下降也可能是财政分权导致环境质量恶化的原因。目前国内这个角度的研究比较少。此外，财政分权导致的地方竞争带来了经济增长效应，而经济规模的扩大对环境污染存在正负两方面的影响。一方面，经济活动本身会带来环境污染，扩大的生产规模和消费都可能在总量上带来更大的污染量。但另一方面，经济增长也带来了收入水平的上升和技术进步，从而使得政府贯彻和执行环境监管措施的意愿和能力加强。在这一领域，主要是围绕着环境库兹涅茨曲线（eKC）进行的一系列研宄。
三、简要述评
国内对财政分权与环境污染之间的研究起步较晚，不管是理论阐述还是模型设计都处于低层次阶段。研究方法以实证研究为主，大部分实证研究结论得出财政分权加剧环境污染，不利于环境质量的提高。但是由于模型建立和指标选取的差异，少数文献也得出相反的结论。其中财政分权度的衡量指标的选取最为关键。国内研究偏重实证研究，而忽视了对财政分权影响环境污染的传导机制进行深入阐述，这一领域有待进一步研究。（作者单位：中南财经政法大学）
参考文献：
[1]陈刚：《FDi竞争、环境规制与污染避难所――对中国式分权的反思》，《世界经济研究》2009年第6期。
[2]傅勇、张晏：《中国式分权与财政支出结构偏向：为增长而竞争的代价》，《管理世界》2007年第3期。
[3]马晓钰、李强谊、郭莹莹：《中国财政分权与环境污染的理论与实证――基于省级静态与动态面板数据模型分析》，《经济经纬》2013年第5期。
[4]薛刚、潘孝珍：《财政分权对中国环境污染影响程度的实证分析》，《中国人口.资源与环境》2012年第1期。
[5]闫文娟：《财政分权、政府竞争与环境治理投资》，《财贸研究》2012年第5期。
环境污染的研究结论篇9
改革开放三十年来，我国经济取得了巨大的成就。但伴随着经济高速增长，自然资源枯竭和环境恶化问题也日益突出，资源环境问题不仅给我国经济社会发展带来巨大的损失，而且直接导致未来发展的不可持续。因此，党的十七届五中全会在审议“十二五”规划时明确要求以科学发展为主题，以加快转变经济发展方式为主线，提高发展的全面性、协调性、可持续性，实现经济社会又快又好发展。其中，转变经济发展方式的关键在于不断提高由全要素生产率所代表的经济增长中的质量贡献[1]1。
近年来，国内外学者从不同的视角探讨中国经济全要素生产率变化及其对经济增长和经济转型的影响。但伴随着经济发展过程中资源环境问题的日益突出，越来越多的学者认为：资源和环境不仅是经济发展的内生变量，同时也是经济发展的刚性约束，因此，利用全要素生产率评价经济绩效时，不仅要考虑传统的资本和劳动要素，同时也要考虑对经济发展影响巨大的资源和环境因素。于是，越来越多的学者将资源、环境因素纳入到全要素生产率分析框架，对中国经济全要素生产率进行重新估算，并得出许多有价值的结论[2]-[6]。
纵观已有研究，多数将环境因素纳入全要素生产率分析框架的文献都是基于省际或区域展开，而从工业分行业的角度研究的很少。Jorgensonetal.(2000)认为：经济增长在不同的部门和行业之间并不相同，因而用总量数据描述经济增长的全貌就有失偏颇，必须从分行业的角度进行核算[7]161。工业行业是国民经济的主导，同时与能源环境密切相关，尤其是现阶段我国工业行业中的污染密集型产业，更是实现节能减排任务的重中之重。因此，有针对性地将分行业污染密集型产业作为研究对象，准确度量污染密集型产业增长中的质量贡献和识别影响质量贡献的因素，对于污染密集型产业实现节能减排甚至整个国民经济的可持续发展都具有重要意义。其次，由于传统距离函数无法模拟环境污染的有害影响，许多研究采用间接方法测算考虑了污染排放的全要素生产率①，这种做法显然过于简单。一部分文献采用径向的、角度的Dea计算方向性距离函数并以此模拟环境污染的有害影响，但这种方法会高估评价对象的效率。研究表明：基于松弛变量的非径向、非角度SBm方向性距离函数和与此相适应的Luenberger生产率指标在计算绿色全要素生产率方面可以克服上述缺陷[5]96。另外，已有的研究环境全要素生产率的文献中，对于非期望产出往往考虑一种或其中的几种。作者认为，对于现阶段的中国污染密集型产业来说，要想更加准确地度量全要素生产率，必须考虑全部的能源投入和污染排放，由此估算的绿色全要素生产率才能更加准确地反映经济增长中的质量贡献②。
因此，本文在已有研究的基础上，力图在以下几个方面有所发展：(1)参考现有的产业污染强度评价方法对二位数工业行业中污染密集型产业进行识别，作为本文的研究对象。(2)将所识别的污染密集型产业的各个行业能源消费量作为投入、行业三废排放作为非期望产出纳入生产率分析框架，利用SBm方向性距离函数和Luenberger生产率指标核算污染密集型产业的绿色全要素生产率并进行分解③。(3)对影响污染密集型产业绿色全要素生产率的因素进行实证检验。
二、研究方法及数据处理
1.绿色全要素生产率的度量及分解方法=
当以上五个测量值均大于0时，分别表示生产率提高、效率改善、技术进步、规模效率提高和技术偏离CRS，反之则反。此时我们需要使用八个方向性距离函数对Luenberger生产率指标进行分解，其中四个属于CRS假设，四个属于VRS假设。
2.相关数据及处理
本文从分行业的角度，根据最新的行业分类标准(GBpt475422002)，从39个行业中选取35个行业计算污染强度(其他矿采选业、木材及竹材采运业、木材加工业、其他制造业由于部分数据不全，去除)，识别出污染密集型产业，进而测算绿色全要素生产率。相关数据处理如下：
(1)期望产出。期望产出用的是所识别的污染密集型产业2004-2008年工业总产值，其基础数据来源于历年《中国统计年鉴》，并根据分行业工业品出厂价格指数折算为1990年不变价。
(2)非期望产出。为全面度量污染密集型产业的绿色全要素生产率，本文选取相关产业废水、二氧化碳、二氧化硫和固体废物排放量作为非期望产出。各个行业的废水、二氧化硫和固体废物的排放量均可从历年的《中国统计年鉴》查出，但二氧化碳排放量统计年鉴上没有，需要进行估算。本文采用陈诗一所估算的2004-2006年分行业二氧化碳排放量数据，并根据其所提供的公式和核算方法拓展到2007-2008年的二氧化碳排放量。
(3)投入。本文除考虑了资本投入和劳动投入以外，还考虑了能源投入。本文采用大多数文献的做法，将各行业2004-2008年职工平均人数作为劳动投入数据，将能源消费总量作为能源投入数据，以上两部分数据从历年《中国统计年鉴》均可查到。资本存量是生产率研究中的一个重要的投入变量，但统计年鉴没有提供详细的资本存量数据，需要估算。本文根据《中国统计年鉴》相关数据利用永续盘存法估算了2004-2008年行业资本存量数据。显然，资本存量的计算依赖于三个问题的解决：基年资本存量的确定、折旧率、当年投资额不变价。首先，本文按照陈诗一(2010)的方法得到1980年资本存量作为基年资本存量。其次，本文放弃了采用固定折旧率的做法，并根据《中国统计年鉴》、《中国工业统计年鉴》所提供的2004-2008年折旧额和固定资产额，参考陈诗一(2010)的方法，估算分行业折旧率。第三，利用固定资产原值之差构造投资额序列并根据当年投资品价格指数折算成1990年不变价作为当年投资额。最后，根据公式得到各行业2004-2008年资本存量数据。
三、实证结果及分析
1.污染密集型产业的识别结果
由于本文的研究对象是污染密集型产业，如何确定39个二位数工业行业中究竟哪些行业属于污染密集型产业就显得十分重要。国外文献通常使用两种方法：一种是使用减污成本和支出指标来划分，另一种是使用各种污染排放物加总后确定产业的污染强度。显然，由于各个行业的性质不同以及污染物的不可相加性，这两种方法在识别污染密集型产业时都显得十分粗糙，也不利于相关研究的展开。本文在已有研究的基础上，采用对各污染排放数据进行线性标准化和等权加和平均的方法计算各个产业的污染排放强度，以此对污染密集型产业进行识别。具体方法为：首先计算各个产业污染物单位产值的污染排放值，然后按0-1的取值范围对各个产业污染物单位产值的污染排放值进行线性标准化，再将上述各种污染排放得分等权加和平均，计算出废水、废气和固体废物的平均得分，最后将平均得分进行汇总，得出产业总的污染排放强度系数⑤。表1为污染密集型产业识别结果。本文根据总排放强度大小对污染产业进行分类，将重度污染产业和中度污染产业共19个产业统称为污染密集型产业，作为本文的研究对象。可以看出，本文对于污染密集型产业的划分结果与已有研究基本一致⑥。
2.污染密集型产业绿色全要素生产率实证结果及分析
本文基于excelSolverpremplatformV5.5软件，通过编写并设置规划求解参数，对考虑能源投入和四种非期望产出的污染密集型产业绿色全要素生产率进行估算，并分解为技术变动指数、纯技术效率指数、规模效率指数和技术规模变动指数。由于污染密集型产业与污染排放密切相关，为了与绿色全要素生产率进行比较，本文在估算绿色全要素生产率的同时，对不考虑非期望产出的19个污染密集型产业的传统全要素生产率进行估算和分解，结果如表2。
我们发现：总体看来，我国污染密集型产业2004-2008年不考虑废水、二氧化碳、二氧化硫、固体废物排放的全要素生产率平均增长率为6.21%，而考虑了这四种非期望产出的绿色全要素生产率平均增长率为2.85%。污染密集型产业的绿色全要素生产率平均增长率明显低于传统的全要素生产率增长率。从分行业来看，除有色金属采选业、有色金属加工业、农副产品加工业和石油开采业四个行业绿色全要素生产率高于传统的不考虑非期望产出的全要素生产率外，其余行业的绿色全要素生产率均低于传统全要素生产率。结果基本符合已有研究结论，同时也符合污染密集型产业高能耗、高污染的现实。
单从污染密集型产业的绿色全要素生产率估算结果来看，考虑非期望产出因素后，除了造纸工业、化学工业、非金属采矿业、化学纤维业和医药工业全要素生产率表现为负增长外，其余行业的绿色全要素生产率均大于零，表现为正增长，但增长率很低。19个行业中只有有色金属加工业的绿色全要素生产率在技术进步指数提升下超过10%。超过5%的行业只有4个：非金属制造业为7.4%，饮料制造业为6.66%，食品制造业为6.67%，农副产品加工业为7.02%。这一估算结果意味着，总体上看，2004-2008年间中国工业污染密集型产业在考虑了能源消耗和污染排放后的全要素生产率对于经济增长的贡献超过要素的贡献，但增长速度极为缓慢，增长方式处于粗放型与集约型的临界点。这一结论与近期相关文献的结论基本一致。陈诗一(2010)发现由于技术进步在大多数行业中发挥着第一驱动力的作用，工业的发展方式从外延扩张型转变成以质量提高为特征的内涵扩张型增长。但如果考虑能源环境因素，这种转变才刚刚开始，不能得出中国工业尤其是污染密集型产业已从粗放型转变为集约型增长。
本文将估算的污染密集型产业全要素生产率两类指数都分解为纯效率变化(LpeC)、纯技术进步(Lptp)、规模效率变化(LSeC)和技术规模变化(LtpSC)。4个指数大于(小于)0分别表明效率改善(恶化)、技术进步(退步)、规模效率提高(下降)、技术偏离CRS(向CRS移动)。从分解结果来看，传统的不考虑非期望产出的全要素生产率增长主要原因是技术进步，技术进步平均指数为11.86%。而绿色全要素生产率增长速度减缓，主要原因是纯技术效率的恶化和技术退步(平均增长率为-1.06%)。具体到污染密集型产业绿色全要素生产率的分解，可以看出，对于绝大多数的行业来说，规模效率和技术规模对生产率的贡献大于纯技术效率和技术进步。一个可能的解释是：90年代中期开始淘汰和关闭了近10万家技术落后、高污染、高能耗的小企业，提高了污染密集型产业的规模效率，从而对绿色全要素生产率的增长作出贡献。
四、影响污染密集型产业绿色全要素生产率的因素分析
上文估算了与能源环境密切相关的污染密集型产业的绿色全要素生产率。可以看出，绿色全要素生产率数值明显低于传统不考虑能源环境所估算的全要素生产率，我们有理由相信考虑了能源环境因素的绿色全要素生产率更准确地反映了污染密集型产业的技术进步和效率提升。那么，究竟哪些因素影响了这些产业绿色全要素生产率的增长呢？本文根据国内外文献相关研究成果和中国污染密集型产业的现实背景以及数据的可得性，选取如下指标对污染密集型产业绿色全要素生产率因素进行实证检验⑦：(1)外商直接投资水平：外商直接投资占工业总产值的比重()；(2)所有制结构：国有及国有控股企业工业总产值占全部工业总产值的比重()；(3)规模结构：大中型企业工业总产值占全部工业总产值的比重()；(4)能源结构：煤炭消费量占能源消费总量的比重()；(5)环境规制程度：工业废水、二氧化硫、固体废物处理量占产生量比重的加权平均()⑧。相关数据来源于历年《中国统计年鉴》、《中国工业经济统计年鉴》。
基于eviews6.0软件中的Balancedpanel模型，我们采用逐步回归法对影响绿色全要素生产率的因素进行估计，以避免解释变量之间的多重共线性。同时在估计之前进行Hausman检验，检验结果表明应以固定效应模型估计参数。回归结果见表3。
在逐步回归中，我们发现FDi投资水平()在各个模型中都很稳健，污染密集型产业的外商直接投资水平与绿色全要素生产率显著负相关。这一结论与涂正革(2009)[11]的结论基本一致，同时印证了污染天堂假说，即发达国家的环境规制程度严格于发展中国家，发展中国家生产污染密集型产品具有比较优势，因此，必然有大量的FDi流入发展中国家的污染密集型部门。西方发达国家严厉的环保措施导致高能耗、高污染产业向我国转移，考虑到环境污染因素，FDi的增加不能提升污染密集型产业的绿色全要素生产率。本文的回归结果表明，FDi每增长1%，绿色全要素生产率反而下降2.77%-3.67%。
所有制结构()与污染密集型产业绿色全要素生产率显著负相关，在逐步回归中表现稳健，这与当前许多学者关于国有化和效率研究的结论，如Yusufetal.(2005)[12]、刘小玄(2005)[13]、涂正革、肖耿(2005)[14]类似。一方面，我国污染密集型产业中的国有企业目前仍然存在巨大的能源浪费、严重的污染行为以及要素配置不合理，从而导致生产率的下降。另一方面，污染密集型产业所有制结构多元化有利于形成独立、平等的竞争主体，建立适应市场要求的企业发展机制和经营机制，提高技术水平和效率，进而降低能耗、减少污染，从而提高污染密集型产业的绿色全要素生产率。
产业经济学的主流观点认为，如果市场的主要供给者是达到和接近规模经济的企业，则表明该产业已充分利用了规模经济效益，产业的资源配置和利用率达到最优状态，即产业规模结构最优化。本文的回归结果表明企业规模有利于污染密集型产业绿色全要素生产率的提高。大中型企业比重提高1%，绿色全要素生产率提高0.074%—0.082%。大中型企业的发展有利于提高污染密集型产业集中度，从而提高科研水平和管理效率，对绿色全要素生产率具有正向影响。已有事实证明，从20世纪90年代中期以来，我国工业污染防治战略发生了重大变化，关停并转大量高能耗、高排放的小煤矿、小水电厂、小纺织厂、小化工厂等技术落后、效率低下的小企业，资源配置逐渐向效率高的大企业集中，无序低效生产得到遏制。
环境规制程度系数为正，符合波特假说。文献普遍认为环境规制是影响全要素生产率的重要因素，但究竟环境规制是阻碍还是促进了生产率的增长，现有的研究并未得出一致的结论。污染密集型产业的特点就是其经济行为与能源消耗和环境污染密切相关，本文的实证结果显示，对于污染密集型产业来说，环境规制强度提高1%，绿色全要素生产率提高0.148%-0.149%。政府的环境规制政策在一定程度上能够促使企业进行技术创新，淘汰落后产能，同时进行管理制度创新，实施节能减排，提高企业的效率。关于能源结构与绿色全要素生产率的关系，本lwxz8.com北京写作论文文的回归结果显示并不明显，根据模型Ⅳ和模型Ⅴ，能源结构的回归系数都为正，均未通过显著性检验。这与已有研究结论矛盾，也不符合我国工业发展的现实，造成这种结果的原因一方面可能是本文考察时间较短，另一方面可能是度量指标需要进一步完善。
五、结论与启示
由于污染密集型产业与能源环境因素密切相关，忽略污染排放而对全要素生产率进行测度往往会与真实值产生一定的偏差。为了弥补这一缺失，本文以污染密集型产业为研究对象，选取了废水、二氧化碳、二氧化硫、固体废物作为非期望产出，运用SBm方向性距离函数和Luenberger生产率指标测度了19个污染密集型产业2004-2008年的绿色全要素生产率，并与传统不考虑非期望产出的全要素生产率进行比较。最后，对影响绿色全要素生产率的因素进行实证分析。
总体上，2004-2008年我国污染密集型产业考虑了非期望产出的绿色全要素生产率为2.85%，这说明污染密集型产业生产率水平是不断进步的。但与不考虑非期望产出的绿色全要素生产率相比，低了3.36%。这一研究结果一方面说明以往不考虑非期望产出的研究高估了全要素生产率，另一方面也证明了我国污染密集型产业仍然是高能耗、高污染产业，环境规制并未真正发挥实质作用。我们通过对污染密集型产业绿色全要素生产率的分解项分析结果表明，对于绝大多数行业来说，规模效率对绿色全要素生产率的贡献大于技术进步和纯技术效率的贡献，也就是说，技术创新在提高污染密集型产业绿色全要素生产率方面并没有发挥真正的作用。我们也考察了影响污染密集型产业绿色全要素生产率的因素。结果表明：FDi水平和所有制结构对绿色全要素生产率有负向影响，而规模结构、环境规制程度与全要素生产率正相关。基于研究结论，本文提出如下政策建议：(1)继续整合污染密集型产业的资源和要素配置，坚决淘汰和关闭仍然存在的技术落后、高能耗、高污染的小企业。发挥市场竞争的优胜劣汰机制，遏制无序生产，重点鼓励发展技术水平高、污染少、效益好的大企业。(2)进一步提高环境规制强度，灵活运用各种环境规制手段，尽量使基于行政手段的“命令型”环境规制工具和基于市场手段的“激励型”环境规制工具结合起来，赋予企业一定的灵活性。一方面刺激企业进行治污技术的创新，从根本上降低治污成本，提高企业竞争力；另一方面刺激企业为完成节能减排任务而进行管理制度创新，提高能源利用率，减少污染排放，让其能够以更为经济的方法提高企业竞争力和实现环境规制的要求，从而达到提升污染密集型产业绿色全要素生产率的目的。
注释：
①即将污染排放和能源消费一起看作投入变量。
②又称环境全要素生产率。
③为了突出现阶段节能减排的目标，本文用二氧化碳、二氧化硫排放代替各行业废气排放指标。
④王兵等(2011)对分解方法做了详细的介绍。
⑤此方法参考了傅京燕等《环境规制、要素禀赋与产业国际竞争力的实证研究》(2010年第10期《管理世界》)一文中关于污染强度的度量方法。限于篇幅，具体过程可向作者索取。
⑥由于篇幅限制，我们不提供各个行业的污染排放强度系数，读者若有需要，可向作者索取。
环境污染的研究结论篇10
云南财经大学云南昆明650221
[摘要]概述了我国目前水资源污染现状，并对国内外目前水污染经济损失研究形势进行了总结归纳，比较了国外在水资源经济损失研究方面的优势和缺点，对现有的水污染经济损失计算的方法进行了描述和整理，并提出了一些个人看法和意见。
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关键词]水污染；经济损失；分类；计量；恢复费用法
水资源能够满足人们日常生活中的多方面的需要，因此水资源具有使用价值，然而当水资源遭受到污染的时候，不能满足人们某些方面的需要时，其经济价值便会下降，这个过程产生的就是经济损失。水污染带来的经济损失，主要由以下原因造成：一是某种原因使得水资源的质量下降，水资源的使用者又不愿意看到水资源质量下降所采取的改善水资源质量的手段花费的成本。二是水资源遭受污染，使得水资源使用者遭受的经济方面的损失。
1.我国水资源污染状况概述
我国历来都是一个缺水严重的国家。尽管我国淡水资源总量为28000亿立方米，占全球水资源的百分之六，紧随巴西、俄罗斯和加拿大之后，居世界第四位，但我国人均水资源占有量只有2200立方米,仅为世界平均水平的1/4、美国的1/5，在世界上名列121位，是全球13个人均水资源最贫乏的国家之一。建设部曾预计，中国缺水的高峰将在2030年，那时中国人口将达到16亿左右，人均水资源占有量将为1760立方米，进入联合国有关组织确定的中度缺水型国家的行列。水资源量本来就已经如此稀少，水污染引起的经济损失更不容忽视。
我国近年来水体污染十分严重。在2000年，全国评价的29万km河长中，有34%的河长河流水质劣于Ⅲ类，主要位于江河中下游和经济发达、人口稠密的地区。其中太湖流域和淮河、海河流域接近一半的评价河长水质劣于V类，水污染十分严重。在84个进行富营养评价的代表性湖泊中，40个湖泊呈中营养状态，44个湖泊为富营养状态。评价的633座代表性水库以中富营养为主。水质恶化是导致水污染经济损失的主要原因。
2.水污染经济损失国内外研究现状
我国关于污染损失的计算，首先是从环境污染损失算起的，其中包括水污染、大气污染、固体废弃物污染等等。最早在20世纪80年代初期有对企业污染、城市污染以及流域污染等的经济损失的研究。第一个以中国为对象，有全面丽系统的计量成果的是过孝民、张慧勤主持的对中国的第六个五年计划(1981～1985)期间环境损失的研究。这项研究起着开拓者的作用。此研究最后计算得到中国1983年水污染损失为66亿元[1]。该研究综合使用了市场价值法、机会成本法、工程费用法，在计量方法、数据处理、结果表述方面都有较高的学术价值和实用价值。
在水污染损失计量国外研究方面，有联合国有关机构、世界银行等一些具有代表性的机构做过的研究，其中比较有代表性的是美国VaclavSmil向美国东西方研究中心递交的专题报告《中国的环境问题：经济损失估计》，该研究计算出的水污染损失为118.5亿元(计算年限：1990年)。另外世界银行报告《面向2l世纪的中国环境》中也计算了水污染的损失，结果为320亿元(计算年限：1997年)。国外这两个研究的特点是，条理清晰、逻辑性强，从理论的角度考虑比较有可信性。在计算损失的过程中，调查数据与理论假设并重，结果更有说服性。
3.现有水污染经济损失计算方法综述
现有水污染经济损失计算方法主要有三大类，即分类计算法、计量经济学法和恢复费用法。
3.1分类计算法
分类计算法的基本思想是利用结构分解，将水环境价值分为若干部分，分别计算各部分价值，最后求和。应用该方法计算水污染经济损失时，首先采用简明清晰的分类方法，把水污染损失分为工业、农业、渔业、旅游业、市政建设、家庭消费和人体健康等几大类，分别考虑每一类污染物排放所影响人群或地域范围，然后借助已有科学实验得出的参数，根据计算对象特性，分别选用不同的方法，计算出分类的损失值[6]。例如，在计算工业经济损失时采用机会成本法、影子工程法[2]；计算农业、渔业等经济损失时采用市场价值法[3]；计算人体健康损失时采用人力资本法[4]；计算景观损失时采用旅行成本法、支付意愿法和接受补偿意愿法等等[2]。最后汇总，得到总损失值。该方法很早就被用于评估水污染经济损失。由于其原理清晰，可靠性较高，具有一定的可操作性，故被后来的研究者广泛应用于各类环境污染的经济损失计算中。
3.2计量经济学法
计量经济学法是将水环境价值作为一个整体，通过对水环境价值，特别是水资源价值与经济活动关系的分析，寻找主要影响因素，建立关系式；然后利用大量数据分析计算，得出方程的参数，最后利用求出的关系式计算出污染损失值[5]。具体应用时，该方法主要包括索洛方程法、模糊数学法、污染损失率法、水污染经济损失函数法和一些经验公式等。
3.3恢复费用法
恢复费用法是以恢复受破坏的水环境资源所需的费用作为水环境资源遭到破坏的经济损失估值的一种计算方法。该方法不考虑污染以后造成的复杂影响，仅从污染源角度出发，计算削减污水排放的费用。这种方法看上去实现的困难不大，但是它一方面无法体现累积效应的影响，另一方面由于不同排放方式和用途的污水，所造成的危害不尽相同，因此，计算结果也存在差异。
4.结论
通过上述分析和比较，可知现有水污染经济损失计算方法还存在以下几个问题：
1．计算方法考虑较为单一，没有体现水资源多功能、可重复利用的特性。
2．计算中没有充分考虑水污染造成的时间效应。因为水资源在遭受污染后，短期内很难恢复到原有水平，因而这一时段内的水资源价值都将不同程度的减小。但在现有的水污染经济损失计算中，很少考虑到这一因素。
3．受资料限制。在实际生产、生活中，水作为人类生存的三大要素之一，水环境质量对人类社会的影响往往是全方位的，除了人们能明显感觉到的显性经济损失量外，还包括许多隐性的损失量等。这些隐性的或潜在的损失量在现阶段仍难以估算。
参考文献
[1]过孝民,张慧勤.公元2000年中国环境预测与对策研究[m].清华大学出版社,1990.
[2]韩美清.水环境污染经济损失及农业经济损失探讨[J].南水北调与水利科技,2009.
[3]孙静.新安江流域上游地区水资源价值计算与分析[J].中国水利水电科学研究院学报,2007.
[4]赵嘉琪.矿产资源开发区水污染经济损失实证研究--以甘肃省庆阳市为例[J].资源与环境,2009.