环境治理效率范文

导语：如何才能写好一篇环境治理效率，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

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【关键词】共同前沿；环境治理投资效率；区域差异

一、引言

随着我国经济的发展、工业化与城市化进程的加快，环境污染问题日趋严重。目前，从我国环境治理投资的总体情况看存在明显的不足，一方面环境保护投资的总量还无法满足经济发展对环境保护所提出的客观要求，另一方面环境保护投资的运行效率持续低下。在现代化高速发展的今天，经济社会各个方面对资金的需求量都非常大，环境治理投资资金受到制约是无法避免的，如何在有限的资金约束下提高环境治理投资的效率，更好地实现污染治理，是目前摆在各级政府面前的重要问题，而这需要科学地测度各省市环境治理投资效率。

二、文献综述

众多国内外学者对环境治理投资效率评价问题进行了研究。在国外，研究环境污染治理投资规模与环境污染治理投资效率主要使用均匀污染法和投入产出数学归纳法[1]。均匀污染法在确定环境保护投资最优规模时的重点和基础是找到环境保护投资的边际治理成本和环境污染的边际损害成本，但在实际工作中难以找到这两种成本相等，限制了均衡污染法在现实中的应用。投入产出数学归纳法是对经济—环境在结构上的相互关系、活动状态进行明确分析，结合社会有限选择和扩大了的消耗可能性，确定综合平衡调整中环境保护投资的最优规模。艾里斯—尼斯模型建立在质量守恒定理应用基础上，其将经济系统物资应用引起的环境问题划分为一个重要类别方面作出了首创性研究[2]。维克托对艾里斯—尼斯的理论研究作了许多改进，为了计算不同类型的环境规划，建立了加拿大经济的经验模型。在国内，研究重点集中在从经济学的角度对环境治理投资进行定性分析并主要使用DEA模型对环境治理投资效率进行定量分析。如冯健运用经济学的分析方法从供给角度剖析了由于市场失灵和政府缺陷的存在，而导致农村环境污染及治理不足的成因[3]。杨艳从经济学角度分析农村环境治理不足并提出对策建议[4]。环境治理投资效率的定量分析研究中，从研究对象上主要分为两类：产业污染治理效率评价和区域污染治理效率评价，多使用CCR、BCC以及超效率等DEA模型进行运行效率、相对效率、静态与动态效率和影响因素分析。如袁华萍通过构建DEA-CCR模型对中国2005—2010年各地区工业污染治理投资效率进行DEA视窗分析[5]。兰明慧使用环保投资优先增长模型及DEA—CCR模型，分别对福建省环境污染治理投资的运行效率及福建省环境污染治理投资的相对效率进行实证分析[6]。陈雯采用DEA—BCC模型和Malmquist指数模型来研究华东地区各省市工业环境治理投资的静态和动态效率[7]。戴红昆利用DEA-C2R模型、BC2模型以及C2R超效率模型对全国环境污染治理投资效率进行了静态与动态相结合的评价[8]。王兵、罗佑军运用基于RAM的网络DEA模型对2001—2010年环境约束下中国区域工业生产效率、环境治理效率和综合效率进行了测算和分解，并对影响生产效率、环境治理效率和综合效率的因素进行了实证研究[9]。王俊霞、王荣采用DEA-TOBIL两阶段模型法，对西部地区的环境投资效率及其影响因素进行了实证分析[10]。刘冰熙等借助修正后的三阶段BootstrappedDEA方法，对我国29个省份2007—2013年地方政府环境治理效率进行实证研究，发现去除外生变量和随机变量的影响后，我国各地市环境治理效率普遍呈现波浪形发展规律，但出现日趋恶化的趋势[11]。综上所述，虽然国内学者采用多种DEA模型来分析环境治理投资效率，但研究思路大都将所有省（市）基于统一的前沿面进行效率测度，并没有考虑区域发展基础、区位特点等个性因素，即忽略了区域之间的异质性。鉴于此，本文在借鉴相关研究的基础上，构建区域环境治理投资效率评价指标体系，考虑区域异质性特点，构建基于共同前沿的区域环境治理投资效率评价模型，并对2012—2014年间我国31个省（市）环境治理投资效率进行实证研究。

三、研究设计

（一）共同前沿模型

在传统的区域环境治理投资效率DEA测度中，并未考虑各区域的地域限制、资源禀赋、政策导向等因素，认为不同区域是同质的，从而将各区域作为相同的决策单元，应用统一前沿面进行效率测算。但是，众所周知，各省（市）地理区位、资源禀赋、政策倾斜程度等均存在差异，这种差异导致各省（市）环境治理投资效率严重依赖其地理位置、资源禀赋等先天要素，从而导致效率测度结果不真实。由此，借鉴Battes，O'Donnell对共同前沿模型的界定，将N个待评价区域划分为K（K≥1）个不同类型的组，X=（x1，x2，…，xm）为投入要素，Y=（y1，y2，…，ys）为产出要素，则第K个组的投入产出关系可以表示为Pk（x）=｛y：（x，y）∈Tk｝。Tk为第K组决策单元构成的生产可能集，而Pk（x）形成的前沿面可以称之为区域前沿面，所有Pk（x）共同构成的前沿面称为共同前沿面。

（二）指标体系构建

借鉴已有研究成果，本文以城镇环境基础设施建设投资、工业污染源治理投资和当前完成环保验收项目投资作为投入指标，以工业废水处理量、城市污水处理量和工业固体废物综合利用量作为产出指标，构建我国环境治理投资效率评价指标体系,

四、实证研究

（一）数据来源

本文以2012—2014年我国31个省（市）为研究样本，所取数据主要从《中国统计年鉴（2012—2014）》、《中国环境统计年鉴（2012—2014）》等整理获得。

（二）实证结果与分析

将31个省（市）根据经济带划分为东部、中部和西部三大群组，并分别在区域前沿面下和共同前沿面下测算各省（市）环境治理投资效率值，根据对表2的分析可得，2012—2014年我国整体环境治理投资效率水平偏低，环境治理投资效率均值为0.70，年度效率值变化趋于稳定，极差仅为0.04。从三大地带来看，东部地区的环境治理投资效率水平接近于全国平均水平，环境治理投资效率值除2012年低于全国均值外，其余年份都高于全国均值，且呈逐年上升趋势，由0.68上升至0.74。在东部11个省（市）中，北京、河北、广东三个省（市）的环境治理投资效率值始终为1，一直处于有效的环境治理投资效率前沿面上，其余省（市）的效率值大部分在0.5到0.9之间，只有山东、天津两个省（市）的环境治理投资效率值一直低于0.5。中部地区的环境治理投资效率值虽然在2013年出现了下降，但是都高于全国均值，环境治理投资效率水平是三大地带中最优的。其中，湖南省的环境治理投资效率值始终为1，一直位于前沿面上，其余7个省（市）的环境治理投资效率均值都大于0.7。由此可见，中部地区各省（市）环境治理投资效率普遍较高，且省（市）之间差异较小。与东、中部地区省（市）相比，西部地区各省（市）环境治理投资效率均值较低，且一直低于全国均值，仅为0.61。其中，青海省的环境治理投资效率值始终为1，广西、云南的环境治理投资效率均值始终大于0.9，其他省（市）的效率值低于0.5，占西部总数的40%。由此可见，提升西部地区省（市）环境治理投资效率对于全国环境治理效率的提升具有直观作用。据对表3的分析可得，东部地区的环境治理投资效率均值为0.80，环境治理投资效率水平较高，且年度效率值变化趋势平稳，但各省（市）之间差距较大。北京、河北、辽宁、广东四个省（市）的环境治理投资效率水平最高，效率值始终为1，上海和福建的效率值也达到0.9以上，除天津外，其余省（市）的效率值都在0.5以上。中部地区的环境治理投资效率均值达到0.96，最小值也有0.91。其中山西、吉林等5省的环境治理投资效率值始终为1，一直位于前沿面上，其余省（市）的环境治理投资效率均值也都大于0.8。可见，中部地区各省（市）的环境效率水平普遍很高且各省（市）之间差距不大。西部地区的环境治理投资效率均值为0.76。其中，广西、重庆、四川、云南、青海5个省（市）的环境治理投资效率值始终为1，贵州、陕西、宁夏的环境治理投资效率均值较高，其余省（市）的环境治理投资效率均值都在0.5以下。可见西部地区的环境治理投资效率水平较高，但各省（市）之间差距很大。综上，在共同前沿面和区域前沿面下，我国各省（市）环境治理投资效率差异显著。总体来看，我国绝大多数省（市）在共同前沿面下和区域前沿面下的环境治理投资效率表现差异明显，特别是中西部地区绝大多数省（市）在共同前沿面下和区域前沿面下表现差异巨大。以河南省为例，在共同前沿面下的环境治理投资效率均值只有0.77，效率水平较高，但在区域前沿面下河南省的环境治理投资效率值均为1，一直位于前沿面上。而东部地区个别省（市）的环境治理投资效率在两个前沿面下的表现差异也很巨大，例如辽宁省、福建省、山东省。这说明我国三大地带的环境治理投资效率水平都不高，导致这一现象的主要原因有：我国用于环境治理的投资虽然逐年增多但占GDP的比重一直低于发达国家的水平；我国污染源治理和建设项目环保支出方面存在明显过度投资现象，合理有效配置环保支出的能力不足；我国政府与其他各方面的配合力度不够；我国环境保护与治理专项资金效率评价监管长效机制的构建不完善等。

五、结论

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关键词：产业集聚；环境效率；雾霾治理

一、 引言

美国是最早进行产业革命的国家之一，也是最早承受环境污染带来的惨重代价的国家之一。20世纪60年代～20世纪70年代全球环保浪潮从美国西海岸掀起，其风起云涌之势很快席卷了整个北美大陆。1970年4月22日，美国2 000多万人上街要求政府保护环境、重视污染，极大推动了环保行动。40余年过去了，人类环保行动在若干工业化国家取得了很大进展，但是发展中国家的污染问题仍是制约经济发展的瓶颈，因此，美国的经验教训对中国是有益的借鉴。克鲁格曼（2000）认为，经济地理学的任何有趣模型必须反映两种力量――使经济活动聚集在一起的向心力和打破这种集聚的离心力之间的较量。产业集聚通过集聚优势吸引了资源的大量集中，这种集聚优势可以简单的被视为集聚的向心力。然而，产业集聚不是任意和无限的，发展到一定程度会出现拥挤效应、环境污染等离心力，从而使集聚走向分散或消亡。这里，我们从向心力与离心力的视角出发，对美国产业区域专业化及其带来的环境污染问题进行分析，试图发现美国产业集聚对环境效率是否存在影响，从而得出对中国雾霾污染治理有益的经验启示。

二、 美国产业区域专业化的向心力与离心力

早在19世纪前叶，美国制造业中心在大西洋中部沿海地区和东北部的新英格兰地区产生了，纺织、橡胶、皮革制品、仪器等行业发展迅速，形成了传统制造业集聚中心。1880年之后，制造业集聚中心开始向中西部转移，食品、烟草服装、家具等行业的集聚特征明显，极大促进了区域经济的迅速发展（范剑勇，2007）（见图1、图2）。

制造业集聚具有规模经济效应，一旦某个行业在某区域形成优势，就会通过累积循环机制使集聚效应加强，从而实现以该行业为中心，其他相关产业成为其上下游产业链的集聚地，优势产业通过集聚优势吸引大量资金、劳动力、技术，形成具有规模经济优势的集聚向心力。19世纪60年代～20世纪20年代，美国制造业集聚度不断上升，这是丰富的自然资源、便捷的交通运输条件和廉价的劳动力等向心力吸引了大量资本和迁移人口向制造业中心聚集的结果，极大促进了制造业集聚地的繁荣。但是20世纪20年代～20世纪90年代，美国环境污染问题日趋严重，制造业集聚的离心力产生，阻碍了制造业的健康、快速发展。同时，公民对环保需求日益增加，为了缓解公众压力，政府针对制造业的环境污染问题颁布了一系列法律法规，如1920年颁布《矿山租赁法》，对联邦的采矿业进行管制；1963年颁布《清洁空气法》，对大气污染指标进行了严格的规定；1965年颁布《水质法》，对水污染进行管制；1980年颁布《综合环境响应、补偿与责任法》，为废弃有毒废物的清理提供了法律依据。对环境污染治理力度的加强，为经济增长速度趋向减弱的美国制造业带来另一个冲击，使集聚度不断下降，制造业集聚出现分散态势，见图3。

图3可以得知，1860年～1987年，美国的制造业集聚基本经历了一个“倒U型”的集聚生命周期。使制造业集聚产生和发展的原因包括集聚外部性优势的产生、规模效益的扩大、基础设施的完善等，导致产业集聚度下降的离心力因素包括环境污染、企业规模无限扩大、对资源依赖度减弱等，其中以拥挤效应带来的环境污染最为突出。

三、 美国产业区域专业化与环境污染

随着美国工业化和城市化进程的推进，迅速发展的工业城市很快集中了大量企业、人口、建筑，创造了令人称赞的物质财富。但是，集聚效应在带来经济繁荣的同时也产生了拥挤效应，带来大量环境污染，主要表现为三废污染。

美国的许多制造业集聚均处于河流沿岸，如辛辛那提的制造业企业多建在俄亥俄河沿岸，匹兹堡的制造业多集聚在蒙农格亥拉河附近，圣路易斯的制造业则集中在密西西比河和密苏里河的交汇处，大量工业废水倾注到河流，使河水遭到严重污染，19世纪后期，新泽西帕萨里克河的河水污染死亡事件是当时河水污染的典型。据统计，1968年，美国河水中的污染物有80%来自工业（Ellics，1976）。Bob Hall和Mary Lee Kerr（1991）列出了美国各州废水排放排名前10位的州，其中污水排放最严重的州多处于东部地区和中西部地区，水综合污染最重的地区分别为弗罗里达州、印第安纳州和西弗吉尼亚州，这些州以制造业为主，生产过程中带来的废物没有经过专业化处理便倾入河水，导致这些地方的水污染非常严重。

美国是个煤炭资源较为丰富的国家，在俄亥俄州、宾夕法尼亚州、田纳西州等八个州内藏有18万平方千米的煤田，1900年，煤炭产量高达2.54亿吨，容居世界榜首，为制造业集聚提供了优越的一次能源基础。而这种以煤炭为主的一次能源结构决定了污染排放的逐渐增多必然使环境污染更加恶化，燃烧未完全的煤炭产生大量粉尘、煤烟等废气物，1900年，圣路易斯大约消费400万吨煤炭，曾与匹兹堡一样被成为“烟雾之城”；20世纪初，芝加哥、辛辛那提等城市的大气污染也极为严重，有资料记载，在这些城市中工厂生产时排放的煤气化为黑雾直冲云霄（吉尔伯特・菲特，1980）。1988年美国废气排放排名前10位的州的各指标的数据显示，人均二氧化硫和二氧化碳排放量最大的州分别是西弗吉尼亚州和怀俄明州，空气综合质量最差的是印第安纳州（Bob Hall & Mary Lee Kerr，1991）。以印第安纳州为例，该州包括40多个镇，工业非常发达，以家具产业集聚为主；在印第安纳州的西北方拥有长达72公里的密执安湖岸，遍布钢铁，炼油、及机械工厂，这些重工业的发展，促进了州经济的迅速发展，同时也消耗了大量的煤炭资源，使大气环境遭到严重破坏。

此外，美国当时的固体废弃物污染也极其严重（Bob Hall & Mary Lee Kerr，1991）。由于缺乏统一污染治理规划，工厂将炉渣、煤灰、废金属、工业废料全部置于地上，即便是集中运出工业区后，仍是将垃圾倾倒在空地、河里、海里，不仅使城市环境污浊不堪，又再次污染了水源。同时，制造业集聚吸引了大量人口聚集在城市，城市人口的增加使生活垃圾迅速增多，如纽约从1916年，每个居民生产1 625磅生活垃圾，500万人口回收的固体垃圾约487 451吨。1978年，纽约拉芙运河附近居民因已经废弃的拉芙运河是化学废物的堆放场而纷纷迁走，并要求政府对其进行应有赔偿。在美国城市固体废弃物产生数量排名前6名的州中，排放量最大的州为马里兰州，在该州西部有食品加工、交通器材、电器等产业集聚，在巴尔的摩则有飞机厂和造船厂等工业基地，工业的快速发展使固体废弃物排放量巨大。综合指数代表的废弃物污染最重的是伊利诺斯州，其中芝加哥是该州的主要工业集聚地，目前，芝加哥已是全美国最大的钢铁工业中心，机械工业、电机、汽车等产业也形成了集聚规模，对煤炭等一次能源的过度依赖及固体废弃物的大量排放，使伊利诺斯州在经济稳步增长的同时也严重破坏了环境。

从以上分析可知，产业集聚虽然通过规模经济促进了经济的繁荣增长，但是拥挤效应的产生也带来了大量的环境污染，使产业集聚的离心力产生。尤其是从20世纪初开始，产业集聚度呈下降趋势，而此时的环境污染也开始逐步恶化，可以预测产业集聚程度与环境污染存在着密不可分的关系。

四、 美国制造业集聚与环境效率

在工业化进程向前推进、产业集聚程度不断升高的过程中，生态破坏和污染产生是不可避免的。我们关注的是，制造业集聚是否在工业化生产过程中影响了美国环境与工业的协调发展。

从图3得知，美国地区的专业化程度呈“倒U型”曲线，20世纪20年代之前产业集聚处于上升阶段；20世纪30年代开始，产业集聚迅速下降。1860年～1914年，美国工业内部结构优化升级，轻工业比重下降，重工业比重上升，这极大促进了以重工业为主的产业集聚的形成和发展。在这一时期，美国主要制造业集中在以华盛顿到波士顿为东线、以芝加哥为西线的区域内，专业化分工和规模经济使经济增长迅速，尤其是钢铁等重工业的发展带来了经济繁荣。但是，工业燃烧了大量的煤炭等资源，如1911年～1933年，芝加哥对燃料使用数量增长了一倍，带来了包括废水、废气、固体废弃物等各种污染，生态环境也遭到严重破坏。由于数据的缺乏我们无从准确推算这一时期的环境效率是否得到提高，但是可以肯定的是产业集聚的迅速增长的确带来了大量的环境污染，影响了美国环境与工业的协调发展。

20世纪30年代～20世纪80年代末，美国产业集聚开始呈现下降趋势，尤其是20世纪60年代～20世纪80年代末集聚的扩散趋势更加明显。在此时期，经济总量和环境污染总量都在不断上升，数据显示，1961年～1969年，美国国民总值增长了4 122亿美元；与此同时，煤烟使匹兹堡因空气混浊而闻名，田纳西首府纳什维尔因大气污染被称作“烟雾乔易”，1969年6月伊利湖的克亚霍加河因严重污染而突然失火，烧毁了河上的一座桥梁。然而这一时期能源效率却展示了两种相反的结论，即在1960年～1975年鉴，能源消耗增长率持续上升；1975年～1987年，能源消耗出现下降，甚至出现了负增长，见表1。

表1选取1960年～1975年美国能源消耗增长率最快的前10位州作为样本。总体上看，1975年以前各州的能源消耗增长率很高，阿拉斯加州高达141.7%，排名第一位，排在第10位的路易斯安那州的能源消耗增长率也达到61.8%，此时虽然各州的产业集聚程度已经开始出现下降，但是能源消耗水平高居不下，说明产业集聚由区域专业化向多样化集聚过程中，能源消耗水平高、效率低下。1975年以后，密西西比州、怀俄明州、阿肯色州、爱达荷州、夏威夷州、内布拉斯加州和亚拉巴马州的能源消耗增长率均为负数，密西西比州从1975年前的95.3%下降到1975年后的-17.3%，这表明，产业集聚度的降低使产业规模减小，加之新能源代替煤炭等一次能源的使用、新技术的使用与推广都极大的促进了能源效率的提高。

由以上分析可知，产业集聚对能源效率产生了重大影响。环境技术是寻求既达到产出增长、又实现污染最少的最佳组合，它衡量了在前沿环境技术水平下，生产效率的大小程度，因此，能源效率水平在一定程度上反映了环境效率水平的大小。由此可以推断，在产业集聚发展的不同阶段，其对美国环境效率存在着重大影响。

五、 对中国雾霾污染治理的启示

启示一：产业集聚的转型升级是提高雾霾治理效率的重要途径。产业集聚具有自身发展的生命周期，当集聚度达到较高水平时，拥挤、污染、稀缺资源的高成本会使集聚趋于分散或消亡，这时需要通过产业集聚的转型升级来增加经济效益、减小拥挤效应。产业集聚的转型升级能提高环境效率，从而实现区域经济增长方式的转变，从根本上减少雾霾污染的产生。

启示二：加强集聚内企业技术、知识、基础设施共享是进行雾霾污染治理的关键。产业集聚具有其他经济组织方式不具备的外部性：产业关联、企业合作、知识和技术共享、风险共担等。美国制造业集聚向心力的产生是集聚外部性发生作用的结果。在产业集聚内通过企业合作来共担环保节能风险，通过共享基础设施来减少政府及企业环保节能成本，通过产业关联共同开发使用新的环保节能技术，是提高环境效率、促进环境与工业协调发展的关键所在，这也是进行雾霾污染治理的必要环节。

启示三：制定有效的环保节能政策是雾霾污染治理的有效保障。产业集聚与环境污染的典型事例表明，当污染使环境的承载能力达到极限，就会极大阻碍经济的发展，甚至威胁公众的生存环境。这将迫使政府顺应可持续发展趋势，制定相应的环保政策，通过加强环境规制使环境污染减少，进而增加经济利润和公众的幸福感。从产业集聚的角度来说，政府在制定环保节能政策时，必须顾及产业集聚区域的产业发展状况，根据产业集聚的发展周期及环境污染特征制定相应的环保措施，南庄陶瓷产业在陶瓷产业转出地与承接地制定的相关环保政策及其取得的成绩就说明了这一点。

参考文献：

[1] Krugman， P.，Venables， A.J.Globalization and the Inequality of Nations.Quarterly Journal of Economics，1995，110（4）：857-880.

[2] Eilics.Armstrong，Michaehael Robinson，and Sue- llen Hoy，eds.，History of Public Works in the United States，1776-1976， Chicago，1976： 410.

[3] 范剑勇.产业聚集与地区间劳动生产率差异.经济研究，2006，（11）：72-81.

基金项目：国家社会科学基金青年项目“中国城市雾霾治理的内在机理与政策模拟研究”（项目号：15CJY039）；教育部人文社会科学研究青年项目“中国城市环境效率与产业结构调整研究”（项目号：14YJC790069）。

篇3

[关键词] 精神分裂症；阿立哌唑；氯氮平；糖脂代谢

[中图分类号] R749.3 [文献标识码] A [文章编号] 1673-7210（2013）11（a）-0089-04

Curative effect of Aripiprazole and Clozapine for patients with schizophrenia and their influence on glucose and lipid metabolism

HUANG Hong1 ZOU Zhili2 CHEN Yanjun1

1.Prophylactico-Therapeutic Hospital of Mental Illness of Bazhong City， Sichuan Province， Bazhong 636000， China； 2.Department of Psychosomatic Diseases， Sichuan Provincial People's Hospital， Sichuan Province， Chengdu 610031， China

[Abstract] Objective To compare the curative effects of Aripiprazole and Clozapine for patients with schizophrenia and their influence on glucose and lipid metabolism. Methods 101 patients with schizophrenia， admitted to Prophylactico-Therapeutic Hospital of Mental Illness of Bazhong City from October 2010 to May 2012 were assigned into Aripiprazole group （n = 53） and Clozapine group （n = 48） to receive treatment for 8 weeks. The curative effects were assessed using positive and negative symptoms scale （PANSS） at the end of 2， 4， 6， 8 week before and after treatment. The situation of glucose and lipid metabolism such as blood lipid， fasting blood sugar， and body weight were also evaluated. Results The overall effective rate of Aripiprazole group and Clozapine group was respectively 92.45% and 95.83%， with no significant between-group difference （χ2=0.932， P > 0.05）. The overall curative effects of improving mental symptoms in both groups were equivalency， but the Clozapine group had overall PANSS scores and positive symptoms scores reduced more significantly （P < 0.05） at the end of second week. The body weight， blood lipid， and blood glucose in Aripiprazole group at the end of 2， 4， 6， 8 week were not statistically different from those before treatment （P > 0.05）. In Clozapine group， the body weight and triglycerides at the end of 6 and 8 week were higher than those before treatment， also higher than those in Aripiprazole group （P < 0.05）； the fasting blood glucose at the end of 4， 6， and 8 week were significantly higher than those before treatment， also simultaneously higher than those in Aripiprazole group （P < 0.05）. The high-density lipoprotein， low density lipoprotein， and total cholesterol had no within-group and between-group statistical differences （P > 0.05）. Conclusion Aripiprazole and Clozapine has equivalent curative effects， but Clozapine works faster； Clozapine has significant influence on glucose and lipid metabolism of patients with schizophrenia， but Aripiprazole has less influence.

[Key words] Schizophrenia； Aripiprazole； Clozapine； Glucose and lipid metabolism

近年来随着非典型抗精神病药物的广泛应用，其不良反应尤其是对糖脂代谢的影响备受关注[1-3]。因为糖脂代谢的紊乱是心脑血管疾病等多种相关疾病的生物学危险因素。这必然会影响患者治疗的依从性和增加其他疾病带来的经济负担。因此，本研究采用病例对照研究的方法，通过检测服用阿立哌唑和氯氮平的精神分裂症患者的体重、空腹血糖（FBG）、血脂水平的变化，以了解两者对糖脂代谢的影响。

1 资料与方法

1.1 纳入与排除标准

入组标准：①符合中国精神障碍分类与诊断标准第3版（CCMD-3）精神分裂症的诊断标准；②阳性与阴性症状量表（PANSS）总分≥60分；③所有对象均为汉族，年龄18～60岁；④获得受试者和家属或监护人的书面知情同意。排除标准：①排除有躯体疾病（糖尿病、高血压、冠心病等）、癫痫发作史、脑外伤者；②符合CCMD-3诊断标准的分裂情感性精神障碍、心境障碍、精神发育迟滞、酒药依赖史等；③哺乳期、妊娠期及计划妊娠的妇女；④对研究药物过敏的患者；⑤入选前2周内使用过长效抗精神病药物者，入选前1个月内规律使用氯氮平者；⑥有严重自杀倾向的患者或严重兴奋激越者。脱落标准：①违反本研究方案者，如合用禁用药品；②无法耐受研究药物所致的副作用者及发生严重不良事件者；③研究药物治疗不到3 d，或连续≥3 d未服药者；④患者出院后不愿坚持治疗及撤销知情同意书者。

1.2 一般资料

选择2010年10月～2012年5月巴中市精神病防治院住院的精神分裂症患者101例。将患者分为阿立哌唑组和氯氮平组。纳入分析的101例中：阿立哌唑组53例，男32例，女21例；平均年龄（32.0±8.9）岁；平均病程（8.9±4.2）个月；入组前共57例，其中2例失访，1例违反治疗方案，1例不愿继续参加本研究。氯氮平组48例，男28例，女20例；平均（32.9±9.8）岁；平均病程（8.1±3.1）个月；入组前共51例，其中1例失访，2例因副作用退出。两组在性别构成比、年龄、病程上比较差异均无统计学意义（P > 0.05），具有可比性。

1.3 方法

阿立哌唑（商品名：博思清）为成都大西南制药生产，治疗剂量为10～30 mg/d；氯氮平为江苏恩华药业集团公司生产，治疗剂量为150～500 mg/d。入组后研究药物要求在1周内至少达到最低剂量，2周内完成研究药物的剂量调整，并达到有效的稳定剂量，共观察8周。所有患者禁止合用其他抗精神病药物、抗抑郁剂和心境稳定剂等药物，禁用电休克治疗、心理治疗及其他治疗；治疗中不预防性使用苯海索，若出现锥体外系副反应可按常规剂量合并使用；若出现急性肌张力障碍，可肌注东莨菪碱0.3 mg/次；若出现静坐不能和心动过速可使用心得安；若存在严重的睡眠障碍，可短期间歇性使用苯二氮■类药物治疗。

1.4 观察指标

于治疗前及治疗第2、4、6、8周末对每组患者测量身高、体重，计算体重指数（BMI，BMI=质量/身高的平方），次日清晨7：00空腹采集肘静脉血3 mL，采用全自动生化分析仪测定三酰甘油（TG）、总胆固醇（TC）、高密度脂蛋白（HDL）、低密度脂蛋白（LDL）、FBG，住院时间不足8周者，出院后随访测查以上指标。

1.5 临床疗效评定

于入组前和治疗第2、4、6、8周末对每组患者分别做PANSS量表评定。减分率=（治疗前总分-治疗后总分）/（治疗前总分-30）×100%。PANSS减分率≥75%为临床痊愈，50%～

1.6 统计学方法

应用SPSS 13.0统计分析软件包。计量资料采用均数±标准差（x±s）表示，组间比较采用t检验，计数资料采用百分率表示，组间比较采用χ2检验。以P < 0.05为差异有统计学意义。

2 结果

2.1 两组疗效比较

阿立哌唑组治愈25例，显著进步18例，进步6例，无效4例，显效率为81.13%，总有效率为92.45%；氯氮平组治愈23例，显著进步19例，进步4例，无效2例，显效率为87.5%，总有效为95.83%。两组疗效比较差异无统计学意义（χ2=0.932，P > 0.05）。

2.2 两组PANSS评分比较

两组在治疗前的PANSS阳性症状分、阴性症状分、一般精神病理分及总分比较差异无统计学意义（P > 0.05）；在第2周，与阿立哌唑组相比，氯氮平组的阳性症状分及总分减少更明显，差异有统计学意义（P < 0.05）；其余观察时间点两组的PANSS量表分差异均无统计学意义（P > 0.05）。两组组内间的比较，从治疗后的第2周开始，PANSS量表的各项均分开始下降，并直至治疗8周后结束，且每个观察时间点与治疗前的相应项得分比较差异均有统计学意义（P < 0.05）。见表1。

2.3 两组体重、血脂、血糖的比较

2.3.1 两组组内比较 在阿立哌唑组，整个研究过程中对体重、血脂、血糖的影响都不明显，即在第2、4、6、8周末的各测定指标与治疗前比较差异均无统计学意义（P > 0.05）。在氯氮平组，整个研究过程中患者随着治疗时间的延长体重，BMI和FBG均出现明显的增高。BMI、TG在第6和8周末时与治疗前比较差异有统计学意义（P < 0.05），FBG在第4、6和8周末均明显高于治疗前，差异有统计学意义（P < 0.05），而HDL、LDL、TC与治疗前比较差异均无统计学意义（P > 0.05）。见表2。

2.3.2 两组组间比较 在第6和8周末氯氮平组的体重、TG高于阿立哌唑组，差异有统计学意义（P < 0.05）；FBG在第4、6和8周末均高于阿立哌唑组，差异有统计学意义（P < 0.05），两组在各时间点的TC、HDL、LDL比较均差异无统计学意义（P > 0.05）。见表2。

3 讨论

阿立哌唑属喹啉类衍生物，是新一代的抗精神病药，被称为多巴胺（DA）系统稳定剂，其抗精神病作用的机制被认为可能是通过D2及5-HT1A受体的部分激动作用和5-HT2A受体的拮抗作用而介导产生，能有效改善患者的阳性、阴性症状及认知功能，且对糖脂代谢的影响相对较小[2]。

通过8周的治疗观察，本研究显示阿立哌唑与氯氮平治疗精神分裂症的疗效相当，提示两者均能有效治疗精神分裂症患者，这与先前的研究结果较为一致[4]。从PANSS减分来看，两组的PANSS总分及因子分在治疗前后均有显著的减少。然而在治疗2周后氯氮平组的减分更快，尤其是阳性症状分，提示氯氮平的起效相对较快，其他研究也又类似研究结果[5]。这与氯氮平对DA等多种神经递质受体有拮抗作用强，在短时间内拮抗脑内DA等多种神经递质受体， 另一方面能直接抑制脑干网状结构上行激活系统，其与镇静作用较强、迅速控制冲动行为等有关。

对体重影响方面，本研究显示氯氮平组在治疗后的第6周和8周出现增高，与治疗前比较有统计学差异，同时在第6周和8周末也明显高于阿立哌唑组，而口服阿立哌唑组的患者在各测定时间点的BMI均无差异，提示阿立哌唑对患者的BMI无明显影响。这与先前的结果一致[6]。许多研究证实口服抗精神病药引起BMI增加可能与拮抗H1受体有关[7-8]，氯氮平拮抗H1受体较强，而阿立哌唑对H1受体有轻到中度的阻断作用，因此出现BMI增加的可能性相对减小。其次还可能与氯氮平的镇静作用有关，使其患者的活动减少，从而导致BMI增加。另外，遗传可能也是影响口服氯氮平引起BMI增加的一个重要原因[9-10]。

对血脂影响方面，先前的研究报道口服氯氮平会引起TG升高[11]。本研究发现口服氯氮平的患者随着治疗时间的延长TG的水平逐渐增高，到随访至6周和8周末时TG的水平均明显高于治疗前，同时也明显高于阿立哌唑组，但两组的TC、HDL、LDL水平随着治疗时间的延长未发现有统计学意义的变化。这与先前学者报道的结果相一致[12]。这可能与氯氮平通过对胰岛β细胞的直接作用引起胰岛素释放和分泌增加，胰岛素分泌和释放增加导致血脂尤其是三酰甘油升高有关[2]。也有研究发现氯氮平能导致TC的改变，这与本研究结果不一致[11]，这可能与本研究样本量相对较小，随访时间相对较短有关。

对FBG影响方面，从本研究可以看出，口服氯氮平组随访至4、6、8周末时的FBG水平均高于治疗前，且在第4、6、8周末高于阿立哌唑组，而阿立哌唑组各随访时间点均无明显变化。提示氯氮平对精神分裂症患者的糖代谢产生影响且大于阿立哌唑，先前的研究也显示氯氮平能导致血糖升高并导致糖尿病[13]。目前关于其机制仍不太清楚，可能与多种递质受体有关，其中一个重要机制是拮抗5-HT2A受体引起胰岛素分泌减少而发生血糖增高，其次可能与拮抗5-HT2C受体有关，因为5-HT2C受体可能参与食物摄入的调节[14]；另外，Matsui-Sakata等[15]发现组胺H1受体紊乱也许会干扰瘦素而影响食物的摄入，从而影响体重的增加和胰岛素的抵抗。

总之，阿立哌唑与氯氮平的疗效相当，但氯氮平起效更快；氯氮平对精神分裂症的血糖、体重、血脂有显著影响，而服用阿立哌唑的患者发生糖脂代谢的风险较小。因此，在使用抗精神病药时，应做到因人而异，权衡利弊进行药物的选择。有多项研究显示口服氯氮平治疗精神分裂症患者辅以阿立哌唑治疗能减少体重和糖脂水平[16-17]，未来将进一步研究。

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篇4

关键词：环境治理供给公共物品外部性博弈

一、环境治理供给的分类

(一)替代型

替代型环境治理供给，是指在其形成过程中，参与方的供给是无差异的，完全可以替代的。比如居民对环境治理的投资，投资的多少由参与人缴纳的总体资金决定，每个人的贡献是无差异、完全可替代的。此时，社会总的环境治理供给结果是由参与方投入之和决定，可表示为C=gt+g2+……+gn。这是现实生活中最一般的情形，传统分析多是基于这一情况来探讨问题。

(二)互补型

互补型环境治理供给是指在其形成过程中，参与方的供给是互补的，只有配合在一起才能发生有效供给，任何参与人的过失都会减少大家的供给。例如治理由于植被破坏导致的洪水泛滥，洪水流经的每个地区负责其所在区域的治理，修堤防洪，那么防洪的效果就由于坝最低的一方决定。这好似“圆桶效应”，盛水量是由最短边决定的。又如在多环节工业生产中对水资源使用产生工业废水的治理，废水处理效果是由处理能力最弱的那一环节决定的，这类似于“瓶颈”效应。此时社会总的治理供给是由参与方的最小投人决定，G=min(gI，g：，……，gn}。

(三)包含型

包含型环境治理供给是指在供给过程中，某一参与方的供给能够被另一方包含而变为无效供给。比如大家共同为处理污水而研发同一项新技术，只要任何一个参与人成功，公布于世，那其他参与人的努力就成了无效供给。社会环境治理总供给量由能力最强的参与人决定。此时总供给由供给的最大投入决定，G=max{g。，＆，……，gn)。

二、环境治理供给的经济学性质

(一)环境治理供给的公共物品性

萨缪尔森将公共物品定义为：每个人对这种物品的消费，都不会导致其他人对该物品消费的减少的物品。萨缪尔森的定义将消费上的非竞争性和非排他性作为公共物品的特点或者指标。虽然布坎南在《俱乐部的经济理论》一文中指出，根据萨缪尔森的定义导出的公共产品是纯公共产品，而完全由市场来决定的产品是纯私人产品，现实世界中大量存在的是介于纯公共产品与纯私人产品之间的一种产品，称为准公共产品(quasi publicgoods)，但是这并不会改变环境治理供给的低效率。

(二)环境治理供给的正外部性

外部性是指经济当事人的经济活动对非交易方所产生的非市场性影响。在外部性中，对受影响者有利的外部影响被称为外部经济性或正外部性；对受影响者不利的外部性被称为外部不经济性或负外部性，也称作“成本溢出”。构成帕累托最优的思想基础的假设之一是：私人成本和私人利润等于社会成本和社会利润。事实上，这并非任何时候都成立。比如，你购买割草机所花费的成本，并不反映你使用割草机所产生的噪音给邻居带来的损害；环境治理的成本，并不反映在他人享受优美环境的成本中。这就是客观外在性的例证。一种产品的生产或劳务的提供导致一些成本，如污染损害、城市生活垃圾等，在没有管制的情况下，这种成本不会被生产者所承担。环境改善者对环境进行修复的过程中，又得不到环境改善的全部收益，这种收益为全社会所共享。

三、环境治理供给的博弈分析

环境的治理具有正外部性和公共物品性，会引起常说的所谓“搭便车”。当前的文献对于环境治理供给的分析都是建立在完全信息的基础上，但是现实生活中大部分存在的是不完全信息，为不失一般性。

(一)一般性分析

假定有两个参与人，i=l，2。参与人决定是否去进行环境治理，这是一个0-1决策(治理为1，不治理为0)，如果至少一个人去治理环境，每一个参加的人的效用是1，否则为0，参与人的治理成本是ci。参与人的收益如下：

(二)不同类型的环境治理供给博弈

对于替代型环境治理供给，如果参与人之间收益相差悬殊，从而导致提供环境治理后的净收益大不相同时，环境治理的供给大多由高收益者单独提供，低收益者会选择不提供治理供给，而搭他人的便车，坐享其成(博弈)，这时高净收益者提供后的外部效应相对较小。而双方实力相当，提供后的净收益差不多时，双方就会采取“你进我退、你退我进j’的策略，在这种情况下，有两个纳什均衡：(治理，不治理)和(不治理，治理)。这是另一种典型的博弈“斗鸡博弈”。

对于互补型环境治理供给，高收益者提供再多也没用，因为供给受到受益者供给量的制约，所以高收益者会选择“你出多少我就出多少”的策略。

对于包含型环境治理供给，供给只要由一方提供就行了，另一方提供的较小的量属于无效供给，因此双方的均衡结果必然为一方单独供给。

以上分析表明，不管哪类环境治理供给类型，其私人供给的均衡结果均不能完全符合帕累托最优配置，都会导致社会环境治理的总供给不足。

四、促进环境治理供给的经济措施

为了实现帕累托最优配置，有必要对环境治理供给进行干预。政府采取的方式有垄断供给，组织投票显示需求从而决定供给、补贴等。但由于管理成本、寻租行为、供给绩效、信息不对称引起的道德风险等因素的制约，这些方法也有很大局限性，要针对具体的情况具体实施。

(一)政府垄断供给

对于包含型环境治理供给，比较而言其博弈的效率最高，均衡结果为一方单独供给，但是社会总供给量仍然不足，因此代表社会公共利益的政府，对于关系到国家总体利益的环境治理供给，应该由中央和省级政府来无偿提供以提高供给效率。但是公共选择理论认为，官僚也是追求自身利益最大化的理性经济人，官僚对个人效用最大化的追求并不必然导致社会整体公共利益的最大化，因此要注意政府人员的权力制约和监督。

(二)实现供给模式多元化

供给模式多元化，就是在供给主体、供给方式和资金来源上实现多主体、多方式和多渠道共存的供给模式。可行的供给主体包括：政府、私人或企业(私人和企业可提供一些产权归属明确，能够市场化运作和排他性收费的环境治理供给)、非政府组织供给主体(他们可以提供收益界限清晰、可以排他性收费的供给，主要是某一领域或生产环节所需的技术和生产信息)。资本多元化，即充分利用民间资本，积极引进私人或企业投资。在明确产权前提下，大力引进私人或社会资本，按照“谁投资，谁受益”的原则，采取政府与私人共同供给，或政府给予私人供给适当的政策优惠和以经济补贴方式来有效地筹集资金。供给方式的多元化就是把直接供给和间接供给两种主要方式相结合。

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关键词：环境监测；环境治理；发展前景；环境问题；对策

我国自改革开放以来，经济发展持续增长，加快了我国的经济、国际地位的提升。但我国发展初期主要发展钢铁制造业、石油矿产业、重工机械生产等行业，这些行业的发展对环境的污染非常大，虽然经济得到了发展，但环境已不容乐观。为了不再走“先发展，后治理”的老路，企业在生产中就必须按照国家排放最低标准严格控制污染量，从源头上减少对自然环境的破坏。针对环境的治理问题已经是环境保护部门必须要重视的问题，环境检测与治理技术的发展是环保工作得以稳定运行的前提，下文结合一些我国现应用较广泛的环境监测与环境治理技术进行探讨。

1现今环境监测与治理技术存在的问题

1.1环境监测结果偏离实际范围

环境监测结果受到多重因素的影响，其中最为重要的因素为人为因素。由于受到人为因素的影响，环境监测的频率下降，致使综合环境监测结果时偏离实际范围。在环境治理方面，企业地环境监测结果受到企业人力、物力、财力的影响较多，污染水平有时超标但监测结果并无具体体现，导致环境治理不及时，造成一定的环境污染。地区想要实际提高环境监测力度，就要提高监测效率，减少人为因素的干扰，这样才能促进环境的保护工作有效进行[1]。

1.2现有环境监测及治理技术落后

我国的环境监测与治理相较于其他国家技术有一定的差距，在我国的不同地区环境监测、环境治理水平也参差不齐。随着我国各种生产企业的发展和建设，新型污染如也有一定的增加，我国不少地区的环境监测技术还较为老旧，对新污染物的监测手段不够，造成环境污染得不到控制或控制治理效果不好。在环境治理方面，由于老旧的环境治理技术制约治理能力，不仅治理效率低于新型治理技术，还对于新型污染物不能识别，使得环境迟迟得不到较好的治理效果。

1.3缺少应急治理技术和治理方案

环境治理是一项耗时较长、经济投入较多的项目，但环境的污染时间不定，较小的污染源造成环境污染超标的时间较长，检测起来不方便也很难确定污染源的具体信息；相对而言较大的污染源则可能在较短时间内造成环境污染超标，引起较为严重的环境问题，在环境治理上较为困难，短期内的环境条件较差，会造成一定的环境失衡问题。在水资源的污染中，BOD、COD的超标造成的水体有机物污染严重需要及时进行水资源的处理，减少水中BOD、COD的含量，将其控制在标准范围内，我国的水资源治理上紧急治理方案较少，一些应急治理技术还没有得到较好的应用，发生水资源污染时应急治理效果达不到需求。

2环境监测与环境治理技术发展建议

我国的国土面积大、地形地势多变，所需要发展和完善的环境监测与环境治理技术在每个地区都有一定的差异，但从总体上看还需要不断的加强。我国的环境监测与环境治理技术想要得到较为长远的发展，需要对环境监测与环境治理技术本身出发，找到技术本身需要改进的部分，制定出较为完善的环境治理方案，解决我国的环境问题。下面根据我国的环境监测与环境治理技术应用中出现的问题给出一些建议：

2.1提高环境监测频率，提升环境治理技术

上文中提到我国的环境监测在实际情况中频率较低，想要对环境有一定的了解，就需要加强环境监测的力度，增加其频率。我国不同地区的环境监测频率可以有一定的划分，在重工业生产区、源头水源保护区、生态保护区等地区的环境监测频率需要增加，环境条件较好、发展条件较平缓的乡镇农村地区保持环境监测原有频率。在环境检测技术的发展上，应该把眼光放到国际市场中，了解国际上先进的环境监测技术，对适合我国国情的检测技术适当引进，跟进时代脚步，避免老旧技术带来的检测结果不准确问题。水环境污染问题是较为严重的污染问题，加强环境监测力度不仅能实时掌握当地流域的水环境污染程度及时进行治理，还在一定程度上起到了监督和警示的作用，使得排放污染源的企业和工厂不敢违法超排，减少厂内治理。水环境的污染监测还可以与当地的水质处理系统联合，进行综合监测与治理工作[2]。环境治理技术的提升是其得到发展的必经之路。环境治理技术的提升需要不断地进行研究，比对过去治理经验和吸取治理中的教训，完善治理方案。环境检测技术也是如此，不断地进行技术水平的提升才是发展的硬道理。

2.2增加环境治理方案，做好应急治理工作

环境应急治理是环境保护工作中非常重要的一部分，环境治理技术想要得到较好的发展，需要做好环境治理问题，特别是应急治理工作。环境应急治理工作中分为两个部分，一是环境监测工作，二是人员配置。在环境监测上应该采用监测结果快、监测水平高的监测技术，确保环境应急治理工作的快速进行。在人员配置上，应选用经验丰富、水平较高的检验员进行取样检验工作。环境治理工作上，应该根据监测结果快速选择适合的应急处理方案，加快环境治理的进程。环境应急处理应该限制定几个预方案，在检测结果出现后进行方案选择和完善工作，这样才能更快的完成环境治理工作。

2.3创新环境监测技术，提高环境治理能力

环境检测与治理技术想要得到较为长远的发展，还需要把眼光放到科技研发与创新实践上，只有创新技术、提高水平，才能有效的促进环境监测和环境治理技术的发展，从而普及工作效率高、适应范围广、经济成本少的环境监测及治理技术，强化我国的生态环境建设，减少生产制造业对环境造成的污染[3]。创新环境监测与治理技术，应该从学校做起，可倡导和鼓励我国受高等教育的大学生在校期间进行此类技术的研究，给予更多的技术研究经济支持及技术支持，培养出来更多有能力、有技术的科学工作者和工程师，为环境监测与治理技术的发展做出贡献。

3结束语

环境治理问题不是一朝一夕能解决的，需要环境保护部门和人民群众一起努力，保护自然生态环境，促进可持续发展战略的施行。环境检测技术和环境治理技术想要得到发展，还需要深入了解治理环境中的污染源，研究其污染过程，才能研发出更实用的新兴技术扩大市场需求，得到较为广泛的发展和应用[4]。

参考文献

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篇6

【关键词】：环境监测；环境治理；促进作用

1、环境检测在环境治理中的任务及目的

1.1研究性

环境检测的研究性主要体现在环境检测项目的研究价值。通常情况下，采取专业性项目评估及研究都属于特定的环境z测技术应用范围，在实际的环境检测研究过程中需要遵循科学的研究原则，采取统一标准的研究方法。

1.2监督性

环境监测通常情况下都需要进行定期项目环境检测和分析，长期的环境检测可以从中准确地总结出环境污染的实际状况及污染程度，从而以此为依据制定出合理的预防和环境治理方案。环境检测大多数情况下都需要对企业排放污染物的排放总量及排放方式、污染物中所含有的具体成分进行监督。总体的环境评估可以划分为多个内容，需要对各环节进行综合管理分析。环境检测的监督性主要通过对长期的固定污染源监控，获得动态有效的综合性分析结果，防止因固定时间和特殊因素影响下的短期监视结果误差，由此也可以获得更为准确、研究价值更高的环境检测结果。

1.3目的

环境检测工作开展的目的是为环境治理工作提供充足的理论依据，通过环境的保护，保护生态平衡、稳定发展。环境检测根据具体目的分为四类：评议目的的环境检测、咨询目的的环境检测、考核验证目的的环境检测和污染事故的环境检测。前三种环境检测具有很大的相似度。如果环境检测是为了咨询、评议等目的，那么检测工作的侧重点是对环境各方面资料的收集，记录环境相关的数据，从而制定环境保护的相关措施。而考核验证是在这两者基础上的进一步应用，是对该地区环境是否适合建立某项目作出评价。而污染事故的环境检测，则需要环境检测人员对污染区域进行观察，确立污染源、影响范围，进而提出有效的应对措施。

2、环境检测对环境治理的促进作用

2.1检测人为污染

环境污染和破坏的关键因素之一就是人为污染，尤其是开展工农业活动中所排放的各类废物，还有社会大众日常生活中的废弃物等，这些废弃物质给自然生态所造成的污染是不言而喻的。例如，一些生产企业为盲目追求高利润，完全不顾环境的破坏，大肆排放废气、废水等；一些污水处理企业的日检能力偏低，污水处理水平不高；农事活动中使用的话费、农药以及养殖废水未充分处理便任意排放，则加剧了水体污染。实施环境检测要将重点放到检测人为因素的污染上，检测前就要编制系统周密的检测方案，依照方案分布进行，以保证人为污染治理的有序性。

2.2检测系统的智能化

近些年来，随着环境检测技术的不断进步，我国在检测技术方面收获了可喜的成就，已构筑了一套规范化环境检测系统，可实时检测本区域环境的每个领域，达到智能化检测的效果。随着检测系统的日臻完善和更新换代，检测质量也受到业内人士的进一步认可，整体推进了环境检测水平的提高。

2.3为环境治理提供有价值的决策

随着检测技术的创新，环境检测已实现了自动化、全天候。以往由于我国环检技术的相对落后，只能取某一片点位检测，无法全面整体地检测，环境检测极易受到来自各方因素的限制，使检测效率大打折扣。随着前沿技术的推新，环境检测迎来了自动检测的新时期，检测数据从采集、处理再到传送均已完全计算机化，运用多媒体信息技术实现了检测报告的编制，可有效捕捉环境检测的动态，为环境的治理提供了大量可靠的决策依据。

2.4环境检测设备日渐科学化

环境检测主管部门积极加强资金投入，努力研发先进、可靠的检测设备，且性能优异，为大幅提高检测效率提供了准备条件。在过去，运用环境检测技术出来的数据基本是靠人工来计算分析，效率十分低下。随着检测技术的普及与推广，新设备已能完成数据一体化的处理和控制，切实避免了繁琐化的人工计算，在提升检测应用效率的同时，为环境检测的整体质量打下了牢靠的技术基础。

2.5分地域对待性

环境检测通常可划分为区域环境检测和企业区环境检测，由于所处地域的差异，环境污染也有所不同。从这个角度看，必须对各类环境污染源有所区分、区别对待。通过对不同地域的环境实施分别检测，可依照本区的突出环境问题有侧重地执行防范措施，以增强该区的环境问题预防能力。然而，在实际检测中必须要分清主次，特别要对污染性强的污染源展开重点检测，整体提升环境问题的预防水平。

2.6检测精确度的提高为有效的环境治理提供了技术支持

环境检测在利用技术手段的同时，还离不开分析。结合多学科理论知识，以化学的方法科学分析出所检污染因子的实际含量，进而得到定量及定性的分析。首先要合理选取样品，接着处理和存放样品，然后定量或定性检测，最后完成数据的处理。当前检测分析较常用的化学方法有容量分析法、色谱分析法、仪器分析法和电化学分析法等。最前沿的检测技术已运用到水污染检测中，打破了水深度和颜色等条件的限制，通过高速分析，在一瞬间即可获得权威检测结果，极大地提高了检测的精确度。

结束语

在建设生态文明的今天，环境问题的治理迫在眉睫，要认清形势，积极更新和改进环境检测技术，在现有的条件下积极利用检测技术为环境治理服务，以准确地确认污染指数、各种污染物的排放量，及时锁定并处理对环境的危害性较大的污染物，为整体环境的改善和环境治理的顺利开展提供重要前提和技术基础，实现人与生态的平衡、人与自然的和谐、人与环境的协调。

【参考文献】：

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篇7

关键词：财政约束；转换效率；经济性和资源性资产；环境绩效评价；主体功能区

DOI：10.13956/j.ss.1001-8409.2016.10.08

中图分类号：F1245；F812文献标识码：A 文章编号：1001-8409（2016）10-0036-07

Abstract： Based on the habit of accounting thinking way， this paper selectes annual panel data from 29 provinces in China for five consecutive years within （between） 2009～2013 under the fiscal constraints， utilized SuperSBM model and regarded fiscal spending of environmental protection index as undesirable outputs to measure the efficiency of converting economic assets and resource assets to environmental liabilities. Using the 5yearaveraged environment protection investment to GDP ratio （1.5%） and mean conversion efficiency as the standard， Chinese provinces has been classified into 4 categories： （1）high economic assets inputs / high conversion efficiency； （2）high resources assets inputs / high conversion efficiency； （3）low economic assets inputs / low conversion efficiency； （4）low resources assets inputs / low conversion efficiency. Combining principal function region strategic plan in China， it deeply analyzes provincial governmental environmental characteristics and benchmarks. Comparing the degree of related dynamic improvements of conversion efficiency among different provinces of the same year by utilizing the Malmquist index， it reflectes an overall improvement of conversion efficiency recently and reveales that the dynamic differences of conversion efficiency among provinces increased with years and then leveled off.

Key words：fiscal restraint； conversion efficiency； economics and resource assets； environmental performance assessment； principal function region

1引言

2009年中国经济首次超过日本跃居全球第二大经济体，与之相随却是自然资源数量的迅速减少、环境污染事件层出不穷、环境污染控制难度升级。据国家统计局数据显示：中国污染治理投资总额占GDP 的比重逐年增加，2000年污染治理投资增加到101490亿元，占GDP的102%，2011年、2012年和2013年分别为711403 亿元，占GDP 147%；825346亿元，占GDP 154%；951650亿元，占GDP 162%。国家环保总局和国家统计局联合《中国环境经济核算报告》显示：2004年环境退化成本51182亿元，占GDP的305%，2008年环境退化成本127457亿元，占GDP的39%。从1979年中国试行第一部《环境保护法》（1989年通过，2014年最后修订）后，相继出台环境保护单行法《水污染防治法》（1984年通过，1996年修订）、《大气污染防治法》（1987年通过，1995年修订）、《固体废物污染环境防治法》（1995年通过，2004年修订）等，出台法规规章《全国生态环境建设规划》（1999）、《全国生态环境保护纲要》（2000）、《退耕还林条例》（2002）、《主要污染总量减排考核办法》（2007）等。虽然中国环境保护法律法规日趋完善，但制度执行效率有待评价与检验，现在中国还缺少对各地执行环境制度全面绩效的评价与比较。形成科学评价环境绩效的具体要素范围与计量方法等，有效比较各地环境绩效的模型与特征等，需要共同治理方参与。国家环保总局和国家统计局联合的《中国绿色GDP核算报告2004》已经核算环境治理投资额、资源存量与变动量、环境污染物排放量等绝对指标，并运用联合国环境经济综合核算体系（SEEA）从经济绩效中扣减了环境负债，但是既没有地方政府使用经济性资产进行环境治理的评价指标，也没有地方政府利用资源性资产对环境治理的评价指标，更没有两者同时结合衡量与环境负债的转换效率的评价指标。

2文献回顾

21经济性资产、资源性资产与环境负债

环境负债是指政府（联邦、州、地方）等各种组织对经济发展运行所造成的环境影响进行修复的法律义务。对于地方政府来说，环境负债是基本明确且金额能计量的一种现实义务，并具有强外部性[1]。因为地方政府主要是通过环境保护财政支出达到环境公共服务目标[2，3]，而地方政府环境保护财政支出额计量了当年可修复的环境负债，当年环境保护财政支出额中的环境污染治理投资与在其基础上已经形成的各类环境治理设施设备共同构成地方政府用于保护环境的各项经济性资产。资源性资产是一个动态的概念，具有量、质、时间和空间等多种属性。Ekins等[4]指出资源性资产是不能被人造资本替代且具有重要的环境保护功能的资产；姜文来从可持续发展的角度出发，指出资源性资产具有生态价值，资源性资产对修复环境负债的生态价值的论述具有开创性[5]。资源性资产是一种多用途、多形态、多属性的资产，具有经营性和非经营性的特征，能够在一定条件下互相转换[6]。国际经验显示：当环境保护投资占GDP 的比例达到2%～3%时，环境质量才能有所改善。中国“十一五”期间环保投资平均约占GDP 的135%，预计即便在“十二五”期间实现环保投资翻番，占比亦很难突破3%[7]。因此在环境保护财政支出资金较为稀缺的条件下，测算地方政府环境治理能力时需要考虑财政约束这一条件。

22测算地方政府环境保护支出效率的投入产出指标

早在1993年就有比利时学者运用DEA和FDH 方法，测算比利时235个市政府财政支出效率，选取市政府财政支出为投入指标，人口总数、市道路建设面积、当地犯罪数量等指标为产出指标[8]。在类似的研究中，一般投入指标仍然选取地方政府财政支出，而产出指标选择人口数量、人均居住面积、生活垃圾回收数量、地区生产总值等[9，10]。地方政府提供公共产品或服务涉及消防、医疗卫生、教育、环境保护等多个领域，环境保护支出效率对地方资源合理配置和生态文明建设起着非常重要作用。由于中国环境保护支出2007年后在财政支出中单独列项，专门针对地方政府环境保护支出效率的研究逐渐增加。国内学者研究财政支出中环境保护支出效率运用DEA 方法，以环境基建投资金额、工业污染源治理投资金额、建设项目三同时、环保投资作为输入变量；以烟尘、粉尘和二氧化硫实际去除量及三废综合利用产品总产值作为输出变量[11]。在地方政府环境保护支出效率投入产出指标选取方面，国内其他学者选择的投入指标既有废物处理设施数、工业污染治理投资额等具体指标[12]，也有采用地方政府环境保护支出等粗犷指标来测算经济性资产与环境负债转换效率[13]。

现有文献对地方政府环境绩效评价仍然着重于经济性资产与环境负债的转换效率测量，能结合地方政府所拥有的资源性与经济性资产向环境负债的转换效率的全面度量研究依然鲜见。因此本文吸收众学者的研究成果，增加了资源性资产评价指标全面评价地方政府环境绩效，结合中国主体功能区战略规划，运用Super-SBM模型和Malmquist指数从静态和动态两方面比较分析各地方政府转换效率的特征及变化趋势。

3研究设计

31转换逻辑分析与模型选择

在中国政府财政分权背景下，中央政府从中央财政预算中拿出的环境保护专项资金有限，地方政府需要承担较大的环境保护支出责任而列支环境保护财政资金支出。要使环境得到进一步改善即需要从财政预算中拿出更多环境保护专项资金进行环境治理，以增加经济性资产。增加的经济性资产必然体现在资源性资产的增加或环境负债的减少。例如海南省，自然资源禀赋好、资源性资产丰富、环境负债较少，此时，海南省再从财政预算中拿出资金增加经济性资产用于增加人造资源性资产；例如上海市，资源性资产相对匮乏、环境需要修复环境负债为正，上海市再从财政预算中拿出资金增加经济性资产进行环境修复，使环境负债值减少。可以形成一个类会计方程的动态恒等式：

经济性资产=资源性资产-环境负债

或经济性资产=资源性资产-环境负债

当然，地方经济发展如果以牺牲资源与环境为代价，这样用于环境保护的经济性资产增量为负值，体现在人造与天然资源性资产的减少或环境负债的增加。换句话说，经济性资产为0时，资源性资产减少必然会带来环境负债的增加。因为从会计科目性质来看，地方政府的资源性与经济性资产之间具有备抵关系，那么地方政府经济性及资源性资产与环境负债的转换逻辑如图1所示。

数据包络分析DEA 方法是环境效率测度的主流方法。Tone提出无导向、非径向的SBM-DEA（Slacks Based Measurement）模型。为更真实地衡量环境问题等负的外

部性对效率的影响，Tone[14]基于修正松弛变量提出了Super-SBM模型，该模型解决了在SBM 模型中有效决策单元间的排序及差别问题。相比于其他DEA模型，考虑非期望产出的Super-SBM模型更能真实地反映地方政府资源性资产、经济性资产与环境负债转换效率评价的本质。本文借鉴Tone的Super-SBM模型和Hong Li等[15]对非期望产出的SBM模型的处理方法 由于考虑非期望产出的Super-SBM模型（变动规模报酬情况）较为常见，故省略其分式规划形式。，对中国地方政府经济性、资源性资产与环境负债转换效率进行综合评价与比较。

32指标选取与数据说明

本文选取中国29个省（由于数据搜集原因，样本不包括我国的香港、台湾、澳门地区、和新疆）2009～2013年连续5年的年度面板数据作为研究样本

各省环境保护财政支出2014年后统计口径发生变化，统计指标变为节能环保，各省建设项目三同时环保投资指标无法获取2014年后的数据，故采用2009-2013年5年的面板数据。，新增资源性资产作为投入指标，以生态环境用水量为水资源的变量，退耕还林工程造林面积为土地资源的变量[16]。在产出指标方面，期望产出指标选择水土流失治理新增面积以及污染物的排放减少量[17，18]，比采用单一指标作为环境污染治理的变量更具有良好的代表性。非期望产出指标选择地方政府环境保护支出。因此财政约束下地方政府经济性、资源性资产与环境负债转换效率的投入产出指标如表1所示。

需要指出的是，虽然投入指标和非期望产出指标存在一定的相关性，但Super-SBM模型不要求投入或产出指标之间不存在高度相关性（Emrouznejad A和Aminm，2009）。关于指标中出现负值的情况，根据Gang Cheng等[19]的做法进行处理，对某些指标缺失年份的数据进行了平滑处理。

4实证检验与分析

41基于Super-SBM模型的省级地方政府转换效率分析

运用考虑非期望产出的Super-SBM模型测度得出中国29省2009～2013年地方政府经济性资产、资源性资产与环境负债之间的转换效率如表2所示。

41.1转换效率

从表2可以发现2009～2013年地方政府经济性、资源性资产与环境负债转换效率均值排序具有明显的地域特征

根据地理位置分为东中西部3个区域，东部地区包括北京、天津、上海、辽宁、山东、浙江、江苏、福建、广东、海南和河北11个省市；中部地区包括吉林、黑龙江、安徽、河南、山西、湖南、湖北、江西8个省份；西部地区包括陕西、甘肃、青海、宁夏、内蒙、四川、贵州、重庆、广西、云南10个省份。，29个省转换效率均值处在大于1效率前沿面上的

省份有10个，其中有6个省份来自西部地区，有1个省份来自中部地区（湖北），而经济发展水平最高的东部地区仅有3个（河北、辽宁和海南）。2009～2013年全国转换效率变动静态趋势呈现为先升后降，2012年是转换效率变化的拐点。2013年不处于效率前沿面的省市数量明显增多，但湖南省2013年的转换效率却提高到为102。为进一步挖掘各省环境治理的特征规律，以各省5年环境保护投资占GDP比重均值15%、转换效率均值1为标准，将中国各省分为4类：经济性资产投入高与转换效率高、资源性资产投入高与转换效率高、经济性资产投入低与转换效率低、资源性资产投入低与转换效率低

同一个省份中在经济性资产与资源性资投入比率共为100%。其中经济性资投入比率高，则必然资源性资产投入比率低，反之亦然。经济性资产投入比率高资源性资产投入比率低即经济性资产投入高。。并将各省主体功能区规划中限制开发区占全省面积的比例与全国各省主体功能区规划中限制开发区占各省面积的平均比重7132%相比较[20]，并将比较结果分为低于、持平、高于显示在图2中。由于北京、重庆、天津和上海4个直辖市的主体功能区规划的分类与其他省份不同，不便于比较，故本文不予分析。

41.2转换效率分析

从4类转换效率特征分类分析发现：中国地方政府经济性、资源性资产向环境负债的转换效率呈现出明显的规律，其中Ⅰ和Ⅱ类省份环境治理效果较好，Ⅲ和Ⅳ类省份环境改善效果较差。Ⅰ和Ⅲ类省份都属于生态环境脆弱区，但环境治理效果截然不同，为了遏制生态环境日益恶化，Ⅲ类省份要吸收Ⅰ类省份的环境治理经验，根据各省的实际情况针对性地投入经济性资产，在财政约束的条件下注重环境治理技术的研发，促进区域环境治理高效发展；Ⅱ和Ⅳ类省份资源性资产比较丰富，但环境治理水平迥异，Ⅳ类省份要借鉴Ⅱ类省份的生态环保措施，坚持主体功能区发展战略，严格按照主体功能区定位推动区域科学发展。

（1）经济性资产投入高与转换效率高类（Ⅰ）。以河北、辽宁和宁夏为代表，特点是环境治理中经济性资产投入较为充裕，且通过各项经济性资产的优化配置实现了高转换效率，取得了良好的环境治理效果。宁夏在巨大的生态环境压力下虽然自然环境具有脆弱性、过渡性和干旱性，但还能根据主体功能区的战略规划要求投入大量的经济性资产治理沙漠化及沙化危害，采取限牧、轮牧、禁牧相结合，使宁夏的生态环境质量逐步好转。

（2）资源性资产投入高与转换效率高类（Ⅱ）。包括海南、云南、四川、青海等在内的7个省份。该类省份自然资源比较丰富，各省在环境治理中虽然投入的经济性资产比重较少，但能结合各自拥有的资源性资产，在重点生态功能区积极开展生态保护红线划定工作，对生态环境敏感和脆弱区实行严格保护，有效地改善了环境质量。草业是青海生态环境治理的基础，青海十分重视草业建设，形成的草本植物群落具有防风固沙、防止水土流失等多种生态环境功能。

（3）经济性资产投入高与转换效率低类（III）。以山西、内蒙、安徽、江西等6省为代表，由于早期各省过度开发，生态环境比较脆弱，因此环境压力大，限制开发区所占面积比重持平或高于全国平均比重。该类省份在环境治理方面投入的经济性资产高，但未取得理想的环境治理效果。因为随着经济性资产投入增加，规模报酬并不是一成不变的，在规模效率递减阶段的环境治理中，经济性资产

的投入并没有带来应有的生态价值增量。

（4）资源性资产投入高与转换效率低类（IV）。包含吉林、黑龙江、河南、湖南等9个省份，该类省份拥有的资源性资产比较丰富，但环境质量改善效果差，面临着较大的环境风险。吉林、黑龙江和湖南在面对巨大的环境压力下，没有严格按照主体功能区定位优化国土开发保护空间布局，没有完成划定重点生态功能区、生态环境敏感区和脆弱区等区域的生态保护红线工作，也没有建立环境功能区的资源环境承载力监测预警机制，因此环境改善效果甚微。

42基于Malmquist 指数的省级地方政府转换效率动态趋势

本文借鉴Malmquist 指数

Caves等（1982）曾采用Malmquist 指数计算生产效率，Malmquist指数可表示各省在t 期至t + 1 期转换效率的变化程度。由于该指数较常见，故各指标的含义予以省略。动态分析各省级地方政府经济性资产、资源性资产向环境负债转换效率的变化趋势如表3所示。

从表3可以看出：中国各省转换效率总体有所改善，转换效率动态变化的省际差异先逐年增大再趋于平稳，但在2011～2012年期间出现倒退现象。2009～2013年期间转换效率改善最大是山东，转换效率改善最小是江苏。山东自然资源条件比较好，政府环境保护投资逐年增加，由2009年的4595亿元上升到2013年的848亿元，2009～2013年主要污染物排放量的增长速度得到有效控制，环境保护投资的运营效果较高。相反，江苏自然环境治理基础较差，面临的环境问题具有典型的结构性、复合性，点面污染问题叠加，新老环境问题交织。江苏环境治理的经济性和资源性资产投入没能抓住主要环境矛盾和迫切需要治理的环境问题，因此江苏环境效率问题没有得到有效提升。

5研究结论与政策建议

目前中国生态文明建设形势严峻，多年来粗放式的经济发展导致环境事件层出不穷。本文将各省环境保护投资占GDP的比重和转换效率均值的不同特点将各省分为4类，结合我国主体功能区战略规划深入探究了各省转换效率的规律。针对转换效率需要重点提升的III和IV类省份，提出以下政策建议：

（1）建立地方政府环评数据库和评价指标体系，设置健全的环保投资激励机制、官员选拔竞争机制、环保内部监督机制。2014年两会上的环境报告指出环境污染的根源是环保腐败，新常态下，解决环保腐败需要制度环保，遏制环保腐败必须建立严格而科学的基层政府官员绩效评价制度与奖惩制度，确保阳光环保、规范环保、便民环保，有效地杜绝地方政府官员环保不作为现象。与此同时，地方政府应建立环保审批专家准入与责任制度，清理规范各级专家库，建立规范统一的专家库，保证环评的质量。

（2）建立地方政府环保信息公开机制，畅通公众参与环保事务的渠道，强化环保外部监督机制。事实上，所谓的环保腐败就发轫于环保部门执法权力和公众参与权益失衡的裂缝之中，弥补裂缝需要提高公众的环保权益指数。2014年新修订的《环境保护法》以法律形式明确了公众环保的权利与义务，地方政府应该将公众和媒体等纳入环境治理主体，以环保重点领域和关键环节为监督对象，确立媒体舆论和公众对环保工作的监督机制，实现外部监督由结果向过程、由局部向全面、由即时向常态、由柔性向刚性的转变。

（3）中央政府应建立经济性资产、资源性资产信息全国数据库，遴选确定诚信的社会组织使用数据库指标综合测算地方政府转换效率。信息数据库指标分为全国共同性指标以及各省个别性指标两个层级。中央政府应根据国家发展规划设计各地方政府的共同性指标，例如空气质量综合污染指数等。根据各省主体功能区规划开发的不同定位，由各省地方政府、绩效评价社会组织与社会公众共同选取个别性指标。中央政府相关部门应对信息数据库数据处理标准进行规定，对数据的信度和效度进行检验并收集备份。可以每年搜集地方政府、社会公众和社会组织对信息数据库指标的反馈意见，并将信息数据库指标的改进情况对外公布。

（4）中央政府应建立各省转换效率评价的审计机制和官员环保问责机制。为体现各省转换效率的公正与公平性，可以组建以国家审计署业务人员为主导，并从环保部和财政部中选择地方政府绩效评价专家，形成地方政府绩效评价审计小组，对社会组织测算的地方政府转换效率的结果进行审计，出具审计报告，并将审计报告向社会公众公开披露。此外，中央政府亟需厘清2014年新《环保法》实际操作问题，精细化相应权利约束机制，实施严格的政府官员环保问责制，从源头上清除环保腐败的污染源，坚决对环境腐败零容忍。

参考文献：

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篇8

关键词：矿山地质环境治理；项目规划；设计编制；现状；对策

中图分类号：D922文献标识码： A

随着社会发展水平的不断提高，人们环保意识的不断增强，使得矿山地质环境治理成为我国环境治理中的重要项目之一，对其进行治理的数量以及资金投入不断增多。随着国家相关法制、法规的健全，使得矿山地质环境治理项目规划以及设计编制等更加规范化和科学化，大大提高了国家治理矿山地质环境专项资金的利用效率。

矿山地质环境治理项目规划与设计编制现状分析

为了更好的规范矿山地质环境治理项目规划与设计编制，我国财政部、国土资源部联合了《探矿权采矿权使用费和价款使用管理方法（试行）》、国土资源部地质环境司出台了《矿山地质环境保护与综合治理方案编制技术要求》、国土资源部了《省级矿山环境保护与治理规划编制指南》等。根据第一文件，我们可以知道矿山地质环境治理项目规划与设计编制主要包括三部分：材料提交、规划编制纲要、工程设计。其中材料提交包括可行性研究报告、矿山地质环境治理相关规划以及地方政府承诺与批复。规划编制纲要主要包括矿区情况、项目实施方案、技术路线与方法、投资概算、项目实施保障措施、预期社会效益和环境效益以及项目的风险及建议措施。而工程设计则主要是在项目实施方案以及技术路线、方针中进行阐述。

通过对我国现有矿山地质环境治理项目建设现状进行分析，从整体上呈现良好局势，大部分矿山地质的环境有了明显改善，环境治理取得了良好效果，大体上改变了矿山地质环境中存在的主要问题，在一定程度上促进了矿区社会、经济、环境之间的统一协调可持续健康发展。这在一定程度上表现出我国矿山地质环境治理项目规划与设计编制在大体上呈现良好发展状态，在实际环境治理过程中发挥了一定的积极作用，促进了我国矿区环境治理工作的进一步发展。

矿山地质环境治理项目规划与设计编制存在的主要问题

（一）矿山地质环境质量项目规划编制中存在的主要问题

通过对我国地质环境项目规划编制整体状况进行分析，我们会发现其中依旧存在一定的问题，对我国地质环境项目规划编制工作带来了一定的阻碍。其主要体现在以下几点：

内容不全。项目规划与设计编制内容不全，我国实施的有关矿山地质环境治理项目与设计编制的规范中，一般将治理项目规划内容纳入可行性研究报告中，致使部分规划内容不能进行有效编制，破坏了环境治理项目的整体性与统一性。

2、内容不规范。在部分地区，进行矿山地质环境治理项目规划编制时，不能对其规划内容和格式进行统一规范，在很多项目制定上只是简单的依照可行性研究报告的格式进行。

3、重点不突出。经过分析，发现个别矿山地质环境治理项目规划编制没有突出重点，特别是在工程布置、技术路线、方法等方面没有进行具体阐述。

4、经费预算不科学。在进行矿山地质环境治理项目阐述时，往往过于简单，致使经费预算也往往比较粗糙，不能进行科学预算，在一定程度上不能很好的保证专项资金的充分利用。

5、设计图纸不规范。矿山地质环境治理项目规划中，往往出现图纸不规范现象，其更多的表现在规划图比例与实际不符，项目建设的具体参数没有进行标注等。

（二）矿山地质环境治理项目设计存在的主要问题

矿山地质环境质量项目设计存在的主要问题首先表现在矿山地质环境治理项目设计与整个矿山地质环境治理项目具体的治理内容出现不符或是脱节等现象。第二，工程设计体系没有按照分部、分项工程进行充分说明，导致整体设计比较混乱，缺乏层次感。第三，没有对项目设计中的工程量、实物等进行必要分析或充分说明，导致内容残缺。第四，过多的侧重与施工技术方法、手段等，没有对其项目治理的目标进行明确和说明。第五，没有对施工进度进行详细说明，只是简单的对总项目建设时间进行整体的大概阐述，且缺少对施工管理措施方面的说明。第六、术语不规范。在不同的项目，同一种施工方式命名不同，导致设计在总体上略显混乱。

规范矿山地质环境治理项目规划与设计编制的有效措施

由于我国矿山地质环境治理工作起步时间较晚，实施时间较短，导致在进行矿山地质环境治理项目规划与设计编制时存在诸多问题，对此我们主要从以下进行进行优化和规范。

规范矿山地质环境质量项目规划编制的有效措施

在对矿山地质环境治理项目进行规划编制时，应对其规范原则进行严格遵循：第一，内容应充分反映该项目的总体特性以及治理工作的总体趋势。第二，在进行编制时，应按照综合说明、项目概括、项目分析、治理布局、工程设计、组织实施、权属调整、实施措施、工程管理、预算投资、耕地质量评价与效益分析以及相关附件的思路进行编制。第三，在进行语言阐述时，应保证其简明扼要，突出重点，避免内容重复。

规范矿山地质环境治理项目设计的有效措施

对矿山地质环境质量项目进行设计，是环境治理工作中最重要的一项内容。在对其进行设计时，应把握大局，从全局出发，对与项目设计相关的每一方面都逐一进行分析和研究，使项目设计形成一个有机整体，保证质量过程中，投资最小，成本最低而效果最好。在具体设计过程中可以按照以下几点进行。

治理目标、方案具体化。充分根据矿山地质环境质量项目规划，以其为主要导向，通过对矿区环境治理的详细分析和说明，对其中存在的环境问题进行针对性的治理措施设计，保证每一项工程在实际操作过程中都有一个明确的治理目标，都有一个具体可行的实施方案作为指导，从而在根本上保证矿区地质环境治理项目设计的合理性与科学性。

标准设计普遍化。对项目设计中应用到的设备、材料、资源等进行标准化设计，不仅可以促使环境治理项目更加科学化、合理化，更能充分贯彻国家在能源节约、技术经济方面等方面的实施政策，更能获得国家在该方面的优惠政策，还能有效缩短项目设计的时间，降低项目设计所需费用，大大提高设计人员的工作效率。最重要的是其能在保证施工质量的同时，缩短施工周期，最大限度的降低施工成本。

3、建立统一的信息管理系统。依靠信息技术，建立统一的环境治理工程信息管理系统，对相关的数据、信息等进行及时搜集和更新，不仅可以加强国家对环境治理项目工程建设情况实施一定的监督和管理，从整体上提高各个地区对矿区环境治理工作的管理水平，同时还能促进环境治理项目建设工程造价的具体情况，促使对其工程造价管理更加透明，为政府部门进行决策或实施管理等提供充足的科学依据。

结束语

总之，矿山地质环境治理项目规划与设计编制对矿山地质环境治理项目的具体实施具有至关重要的作用。各个地方在进行矿山地质环境治理项目规划与设计编制时，应严格按照相关要求进行规范规划与设计编制，从而在根本上保证我国矿山地质环境治理得到进一步发展。

参考文献：

[1]王永生，董建美，谭文兵.我国矿山地质环境治理项目规划与设计编制现状分析与对策建议.[J].中国地质矿产经济学会，2007，26（11），337-338.

篇9

关键词：矿山地质；环境；治理对策

中图分类号：X936

文献标识码：A 文章编号：1674-9944（2017）6-0074-02

1 引言

我国的传统工业发展依赖于资源开发，煤炭、矿产等自然资源的开采利用占据经济发展的重要地位。矿产资源的开发利用曾为经济和社会发展带来了极大的繁荣，在当下经济发展中仍具有深远影响。矿山地质生产开采在人类技术不断发展中克服自然环境带来的阻碍，在不断追求经济利益的过程中，忽略了工业化带给人类生产和生活的威胁。发展初期受到科学发展条件的限制，没有科学环保的开发利用意识，可持续发展理念单薄，都给经济发展和环境治理带来了困扰和阻碍。可见，矿山地质开采带来的环境问题关系着经济、社会、人民生活等多方面的发展，认清当前我国矿山地质环境问题的总体现状并将治理对策落实到实际治理工作中，在综合治理中是一项长期的工程。

2 矿山环境问题特点分析

2.1 地质灾害

矿山地质开采将有用的矿产资源从地质层剥离，相应地，在地形中也会发生变化，空缺的地下空间尤其是山区地形中，地面、山坡等周围环境的改变都会影响山体地形的稳定性，人为的工程开发没有复原地形或是保持地形稳定的过程，开采完之后，因为自然灾害诱发的山体崩塌、滑坡、泥石流、地面塌陷等地质灾害是普遍的山区开采带来的破坏。地质灾害带来的经济损失、人员伤亡是极大的。地表地形的破坏修复需要很长的过程，多是依靠自然改变任之改变[1]。

2.2 矿产资源破坏

矿产资源开采中对环境保护缺乏认识以及落后的开采技术都会破坏矿产资源。一些乡镇企业在开采上没有利用科学的开采技术，盲目追求经济利益，对矿山保护和利用的认识淡薄，这样极易造成资源浪费，再回收效率也会降低。矿产资源本身是不可再生的资源，大量的不合理、不科学的开采，加快了资源枯竭的速度，未来经济发展和社会可持续发展中面临的将是更加严峻的发展危机。

2.3 土地、水资源破坏

矿山开采过程中，破坏了地下地形，随之相带来地表资源的破坏，地质开采除了在地质灾害破坏之外，对土地资源、水资源的破坏也极为严重。水资源是我国可持续发展面临的重要问题，地表水资源、地下水资源都会因为矿山开采受到影响，一些缺水地区情况会更加严重。在地下水过度使用导致水位下降，供水困难的情况下，还会对地面水文造成破坏，河流、水质等相关问题威胁着人民生命安全。一些矿山开采区本身取水条件有限，对水质的处理落后，经历地质灾害的破坏是更大的打击，土地流失、土地污染等问题都会造成土地资源的浪费和破坏。开采是另一种形式的土地破坏，地表土地资源没有得到科学环保的规划处理，在地质灾害破坏下更是雪上加霜，矿产加工过程中占用的土地资源也会在后期处理中带来很多问题，农田污染、废水排放污染等危害人民生产、生活的因素长期在矿山开采中破坏稳定的自然环境[2]。

2.4 生物多样性损失

环境问题在自然环境下包括了生物的多样性发展，在土地资源、水资源、植物等遭到破坏的情况下，自然界的整体稳定都会受到影响，森林、河流、动物等在矿山周围环境中生存的生物环境都会因为地质破坏相继受到影响。

3 矿山地质环境问题治理对策

3.1 合理规划环境治理，转变发展理念

经历了资源开采的盲目性发展阶段，在综合治理后续问题的过程中，应认清当前矿山地质开采的现状，合理规划环境治理工作，从整体上掌握环境治理的局势，同时思想指导上，与时代社会发展相协调。当下和谐社会建设中科学发展观的指导是可持续发展的重要指导，转变发展理念，积极做好思想理念上的学习工作，传统发展观的不足之处和落后观念应在新时期的环境治理工作中得到及时纠正。当下倡导科学发展和可持续性发展的资源节约型、环境友好型社会建设，应在矿山地质环境治理工作中体现出来，积极转变发展理念，吸收科学、先进发展理念和思想理论，为环境治理提供精神支持和理论指导。

3.2 完善矿山地质环境治理管理体系

矿山开采在现阶段缺乏科学的管理体系进行合理的指导开发，是矿山开采问题不断积累并越来越严重的重要原因，从管理上提高效率，找出问题的所在，及时解决并预防后续此类问题的发生。矿上地质环境治理管理工作与政府、社会相关工作配合，在提高治理工作的落实效率的同时，严格落实治理的执行力度，将环境治理工作做到位。

3.3 加快环境治理相关法律法规建设

在矿山开采中，有法律法规的约束，但在环境治理工作中存在法律法规不健全或与实际情况有偏差等问题，都是现阶段环境治理问题得不到解决的一个现实问题。法律法规在当今社会法制中的约束力是必须树立的，在环境治理工作中更是如此，应在健全法律法规建设工作中，结合实际发展的重要问题，真正做到法律法规的有效服务于环境治理工作[3]。

3.4 推动环境治理联动工作

治理工作是一项长期的工作，长期积累下来的环境问题不是一朝一夕的措施可以撼动的，需要多方力量的配合，涉及财政、国土资源、林业、水利、农业等多部门的工作配合，联动机制下更具有有效力。国土资源部门主导在与其他部门做好配合工作的同时，合作办公建立长期有效的治理体系，贯彻矿山地质环境治理的可持续发展理念。

4 结语

矿山地质环境问题在经济发展中的影响力是深远的，在社会的长期发展中也将会有深远的影响，分析F阶段我国矿山地质环境治理的现状，在做好多方努力配合治理工作的同时，加强生态环境文明建设，规范化、产业化矿山地质环境治理工作，通过完善治理体系，建立健全法律法规制度，政府政策的落实，在环境治理工作中明确治理理念，树立长远发展和可持续发展的观念，在资源节约、环境可持续发展的建设进程中提供更完善的发展研究理论和实践指导。

参考文献：

[1]方雨Q. 矿山地质生态环境问题及其防治对策与方法[J]. 城市建设理论研究， 2012（35）.

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关键词： 生态环境治理； 市场调控模式； 政府强制模式； 企业自觉模式； 多元共治模式

中图分类号： D912.6 文献标识码： A 文章编号： 1673-9973（2012）04-0052-06

一、引言

回顾漫长的人类历史，生态环境问题在工业革命以前，对人类生存和文明的影响可以说是微乎其微。因为在此之前，生态环境问题的形成，主要源于环境自身的变化，如洪水、干旱、地震、海啸、台风等，所以又称为原生性生态环境问题或内源性生态环境问题；但在工业革命这一人类发展史上具有重大影响的事件之后，生态环境问题越来越受到人们重视，因为这一时期的生态环境问题，如森林锐减、酸雨扩大、陆地沙化、水资源污染等问题的出现，其始作俑者为人类自己，所以又称为次生性生态环境问题或外源性生态环境问题。若忽视这一问题，其导致的直接后果将是人类文明的断送。时至今日，世界各国均已认识到该问题的严重性，并试图通过市场调控、或政府强制、或企业自觉等各种治理模式的尝试，能有效地遏制住生态环境的进一步恶化，并使其好转。然而，在进行众多的尝试之后，无论是实践工作者还是理论研究者，均发现上述任何一种生态治理模式在运行一段时间之后，都会不同程度地陷入困境。基于此，相当比例的学者提出生态环境的多元治理模式，以期通过主体的多元化，实现治理过程的协商化、治理结果的实效化。笔者将在梳理上述几种生态环境治理模式各自内涵和特点的基础上，对彼此之间的优缺点进行比较分析。

二、生态环境治理的市场调控模式

（一）概念

自由主义经济理论认为，应当通过产权界定，使公共物品私有化，来解决生态环境问题。正是基于这样一种认识，新制度经济学家罗纳德·科斯，从产权、交易成本的角度研究了外部性问题，并提出著名的科斯定理，即只要交易成本为零，或者交易成本很小且收入的大小不影响交易双方的决策时，无论产权初始界定如何，私人之间通过协商、谈判可自行解决外部性问题而无需政府干预。由此可见，在生态环境治理问题上，市场调控的目的在于通过产权的界定来减少共有物，从而尽可能减少“公地悲剧”发生的广度和深度。而生态环境治理的市场调控模式即指将生态环境这一公共物品私有化，并通过市场这只“看不见的手”，对不同的生态环境资源进行稀缺程度的界定，以此促使人们进行技术革新，合理开发并有效治理生态环境问题的全过程。尽管这一模式在理论上可以解决外部不经济问题，但在现实中，由于生态环境作为公共物品，具有非排他性和非竞争性的特征，使得“搭便车”现象比比皆是。[1]

（二）特征

1. 生态环境的私有性。在古典经济学看来，每个人的本性都是自私自利的，以追求自身利益的最大化为动机，而对公共的事物则关心较少，甚至没有。哈丁的“公地的悲剧”、普遍使用的“囚犯困境”和奥尔森的“集体行动的逻辑”，无一不说明在特定情况下，公共事物总是得不到应有的关怀，进而出现悲剧性的结果。所以生态环境治理的市场调控模式认为，如果将生态环境这一公共物品私有化，使其有了明确的产权界定，就会明确损害责任，实现外部性的内在化，即让生态环境副产品的社会成本转化为私人成本，而不是由社会、其他生产者或消费者分摊，从而有效抑制生态环境问题。这一特征，也是生态环境治理的市场调控模式得以正常运行的前提条件。

2. 生态治理的市场性。在人类社会发展进程中，总是存在着矛盾的两方面。即一方面，生态环境资源总是有限的；另一方面，人类对其需求却是无止境的。从生态环境保护的角度出发，其最佳状态就是缓和双方矛盾，实现生态环境资源的优化配置，亦称帕累托状态。即指社会用最低成本生产人们需要的产品，在既定的投入和既定的技术条件下，使资源利用能达到最大满足水平的状态——没有使其他人境况变坏而使自己境况变好的状态。实践证明，以自然的资源配置方式和计划资源配置方式在理论上和事实上是难以实现帕累托最优配置状态的，而市场资源配置方式则是可行的。生态环境治理的市场调控模式主要是运用管理合同、BOT（即建设—运营—移交）模式、合资、TOT模式等不同市场调控形式，通过建立多元化的投资主体，实现建设与运营的产业化、市场化，从而弥补生态环境治理的资金缺口，并提高效率。

3. 资源配置的有限性。生态环境治理的市场调控模式，有助于实现资源的有效配置，但这是有条件的。这些条件不仅包括市场的完全竞争性、完善的产权制度，还包括完全信息、体现价值的市场价格体系等。事实上，有些条件往往是很难完全具备的。如一些生态环境和资源的市场是不存在的，没有价格，并不能通过市场行为来进行交易；一些生态环境和资源的产权是不能明确界定的，像臭氧层、公海、大气等；一些生态环境和资源尽管产权可以界定，但需要更多的交易成本来维护其产权。此外，还有一些生态环境和资源价格的影响因素极为复杂，有无形与有形之分，要想合理体现其价值是非常困境。在这种情况下，市场调控模式对生态环境和资源的有效配置能力是极为有限的。

（三）与其他治理模式的比较分析

1. 优势。一是弥补生态环境治理的资金缺口。生态环境治理，需要建设大量的环境基础设施予以配套，但如果单纯依靠政府，是难以提供足够的建设资金，对此就易造成基础设施建设滞后，污染处理不及时等问题。通过市场化的手段，可以调动大量的社会资本，积极参与生态环境的治理，弥补政府的生态环境设施建设资金不足的缺口。二是提高生态环境治理的效率和服务。在生态环境共有的情况下，一些与生态环境治理相关的企业容易形成垄断，在进行管理和技术创新方面缺乏足够的动力，企业员工也缺乏提高生产效率的积极性，从而造成生态环境治理的效率低下，服务质量不高的局面，而市场化的结果则是效率的提升与服务质量的优化。三是促进人们节约使用最稀缺的生态环境资源。生态环境治理的市场调控模式引入了价格机制，并以此作为衡量其稀缺程度的尺度，人们必须通过购买才能使用。这就会督促人们在利用生态环境资源时，尽量避免浪费现象的发生，并引导人们努力探寻可替代的资源，从而节约使用最稀缺的生态环境资源。

2. 不足。一是市场的不完备性难以克服在生态环境治理中的负外部性问题。由于市场的不完备性，使得一些市场主体在运作环节面对各种成本与收益的选择时，往往对生态环境这一因素会有所忽略。加之环境投资者在改善环境的过程中，环境改善的全部收益并非其投资者所有，而是全社会共享，这又在一定程度上影响了投资者的积极性。二是“经济人”假设的前提，不利于生态环境保护。“经济人”一般都秉承个人主义和利己主义的道德原则来行事，因此在现实生活中，他们会围绕着如何获取最大限度的利益来进行思维和实践。当个人利益与社会利益相矛盾时，他们会毫不犹豫地以损害社会利益为代价，不仅不利于保护生态环境，反而会造成更大层面的环境染污。三是高昂交易成本的存在影响市场调控模式的效用。生态环境治理的市场调控模式在实际运行中，由于生态环境污染的对象是多数的，如果按照上述生态环境私有性的程度，需召集所有利益相关人就相关事宜进行协商（赔偿或获得补偿）。而这种活动往往是要花钱的，这一双方讨价还价的过程就产生了交易成本，这笔费用的存在自然对该种模式的效用会产生影响。

三、生态环境治理的政府强制模式

（一）概念

20世纪30年代的凯恩斯主义，无疑给政府干预生态环境治理奠定了坚实的理论基础，在这一干预主义的指引下，政府被赋予了生态环境治理的主体性和合法性，其治理功能和干预权力在人们对政府的迷信和崇拜中，被人一再鼓吹，并无限放大，进而产生了一种生态环境治理的政府强制模式。所谓政府强制模式是指在生态环境治理中，政府被视为唯一的管制主体，通过依赖其行政性、经济性、法制性等手段，规范社会各界在开发、利用生态环境资源中的行为，并强制其承担相应生态责任的总称。这种生态治理模式在初始阶段，对于解决“看不见的手”——市场所存在的“市场失灵”问题，发挥了极大的作用。该治理模式强调发挥政府生态职能部门的主体作用，通过采取自上而下的方式直接操控各种生态环境政策和制度，治理过程完全依赖现行政府的行政体制，从而使得整个生态环境治理具有浓厚的行政色彩。[2]

（二）特征

1. 政府权力的无限性。为提高政府生态环境治理的效能，政府长期扮演着环境公共物品提供者、政社合作和政企合作的倡导者、区域合作的推行者等角色。之所以如此，其原因在于，一方面政府被视为利益博弈的协调者和仲裁者，是全社会公共利益的最权威、最无私的代言人，能够代表公众的意愿和利益来行使生态环境治理权，理性地配置一切权力、资源和社会福利。另一方面，由于生态环境治理中存在外部性，尤其是负的外部性，这恰是市场交易无法自主实现的，而政府却能有效地解决公共产品和公共服务消费中的“搭便车”行为和供给不足等问题。对此，迈克尔·泰勒用一句话予以概括，“如果没有国家，人们就不能卓有成效地相互协作，实现他们的共同利益，尤其是不能为自己提供某些特定的公共物品。”[3]正是基于这样一种认识，政府成为垄断生态环境治理的唯一主体，其他社会行为主体根本无法也无缘染指这一公共事务，因为它们不具有合法性，处于事实上的被“排斥”、“边缘化”状态。同时，为了不断维护和增强公共利益，人们还认为政府应尽量扩大自身介入治理生态环境问题的范围和程度。

2. 政府干预的直接性。根据斯蒂格利茨的理解，政府干预是政府以管理者的身份，通过税收、强制、处罚等一系列措施，对生态环境问题进行干预，以实现生态平衡、环境优化等政府预定的目标。政府干预的主要功能在于纠正市场失灵，解决生态环境污染的外部性问题。一般来说，政府的干预手段可分为两类，即直接性干预和间接性干预。政府直接性干预生态环境治理问题，最常用、最典型的行政管制方法是政策，它通过制定各类法律法规或排放标准来控制污染，其中不免伴随着暴力和强制；而政府间接性干预生态环境治理问题，该方法具有市场激励导向，旨在鼓励实施环保措施或减少污染的战略，而不是迫使污染者遵守某个条例。将两种方法相比较，不难发现，由于政府是社会上唯一拥有合法暴力权的主体，在生态环境治理中，政府直接性干预的行政管制方法获得了更多的重视。事实也证明，在世界大多数国家，该方式在环境政策中处于主导地位。同时，政府直接性干预的实践是依托中央集权式的管理体制，大部分环境政策制度通过自上而下的政府体制进行实施。因为中央政府是社会生态环境利益的总代表，是以强制性手段来行使国家生态环境治理权。而地方政府则是接受并执行中央政府的指令，对上级政府负责。

3. 政府管理的行政性。尽管政府可以运用行政性、经济性和法制性等各种治理手段，但在生态环境治理的政府强制模式中，政府一般采用以自身能够直接操控的手段为主，即大量使用行政性治理方式。因为在政府对生态环境的治理中，其贡献值占据了绝大部分比例。政府承担了从宏观政策的制定、微观环境质量监控、环境产品或服务提供等所有生态环境管理和治理活动。可以说，与生态环境治理相关的政策、法律、法规，无论是制定还是执行，都深深打上了政府的烙印。其他诸如社会组织和公众即使参与了，但由于自身行为能力有限，也只能在政府的行政性命令之下进行，使其具有较强的“政府依赖性”特征。经济性和法制性等治理方式在这一模式中，只能视其为政府治理生态环境问题的辅手段。从实践来看，若要确保上述两种治理手段能正常运用，首先必须以政府大量投入为前提条件，而这往往又需要耗费较多的财政资源，无形中也给政府施加了极大的财政压力。因此从这一意义上来讲，经济性手段和法制性手段也可看作是行政性手段的一部分，是一种以收费、罚款等经济价值来进行生态环境治理的行政性管理手段。

（三）与其他治理模式的比较分析

1. 优势。一是组织和协调配置各种治理资源的权威性。生态环境治理问题是一项涉及政治、经济、文化、社会等各个领域的复杂而又艰巨的任务，几乎与政府的各个组成部门都有着密切的联系。换句话说，生态环境治理是一个全局性、系统性、协调性和综合性极强的工作，只有政府才有足够的权威和能力来组织、协调配置各种治理资源。二是应急处理各类突发生态环境问题的高效性。如前文所述，次生性生态环境问题一般具有偶发性、突然性、紧急性的特征，其有效解决依托行政机构的快速反应和高压态势，需通过制定和执行强制性的生态环境政策扭转并消除其负面影响。政府强制模式的这一优势可以说是其他任何模式所无法比拟的。三是限制和引导经济人在经济活动中保护环境。经济人出于对个人利益、局部利益、眼前利益的孜孜追求，并不会主动采取措施防治生态环境的恶化，从而使得公共利益得不到有效的保护。因此，需要政府出面，强制采取各种措施，对污染和损害生态的其他活动加以限制。

2. 不足。一是信息不对称问题。自上而下的政府强制模式由于受政绩考核、晋升机制、税收体制等因素影响，下级政府一般不愿将生态环境治理的真实情况向上级政府反馈，从而规避了因生态环境治理不力等问题受上级政府查处的可能性，导致上级政府不能全面掌握下级政府的执行情况。二是生态环境治理成本高昂问题。由于政府强制模式是对政府生态环境治理能力的绝对崇拜，使得政府统包统揽了涉及生态环境治理的所有问题，其所需的大量人力、财力和物力，均由政府“买单”。加之经济的快速发展在一定程度上也导致生态环境的进一步恶化，其直接后果是政府的生态环境治理成本不断攀升。各级政府捉襟见肘的财力使得该模式难以长久维系。三是制约其他生态环境治理主体能力的发挥。政府在治理生态环境问题时的强势，使得社会资源很难介入。既限制了企业、社会组织和公众等社会力量参与能力的发挥，也制约了这些非政府的社会治理主体的发展壮大。此外，政府在浪费大量可利用社会资源的同时，还不可避免地走了许多弯路，从而降低了政府治理的效率。

四、生态环境治理的企业自觉模式

（一）概念

尽管工业革命后产生的工矿类企业对生态环境的破坏有着不可推卸的责任，但其为企业主或股东谋求经济利益的本质也为社会集聚了大量财富与资源。随着“统筹人与自然和谐发展”这一科学发展观理论的深入发展，人们不断认识到，面对日益严峻的生态环境问题，社会应当承担更大的责任，必须解决整个社会在经济发展中生态环境资源过度消耗的问题，不断减少环境污染，使社会各活动主体对人类健康和环境的影响降到最低限度。特别是企业还应充分认识到，要合理开发利用资源，减少对生态环境的破坏活动，致力于成为对全社会负责任的企业，并以此取得消费者与全社会的认同感，从而保证企业在激烈的市场竞争中占据一席之地。在此背景下，企业积极地、自觉地参与生态环境治理也就显得顺其自然。对于这一企业自觉性的行为，笔者估且称之为生态环境治理的企业自觉模式，即指企业为履行保护生态环境和合理使用资源的社会责任，在发展经济社会的各项活动中，自觉地考虑其行为对生态环境的影响，并采取相应补救措施尽量降低其产生的负面影响的全部活动的总称。这一模式的运行，完全依赖于企业的自觉性，并不具有法律的约束力，而是需要企业通过额外的努力来实现生态环境的改善，如严格自控污染的排放量，定向增加治污资金投入等。

（二）特征

1. 治理承诺的自愿性。经济增长的粗放型是人们通过高强度的作业将地球上储存的不可再生性资源开采出来，再经过生产加工和消费环节又将大量污染物和废弃物向自然界排放出去。在这里，社会各活动主体把大自然当成了天然的资源库和垃圾场，享受着无限的权利，却漠视全社会和全人类的责任。特别是企业，在生态环境保护方面，尽管自身就是生态环境问题的最重要污染源，但在当前，“越来越多的跨国公司，声明将自觉遵守UNGC、GRI、AA1000、SA8000等规范和标准；同时，也着手制定本企业的行为规范，用来规范自身和供应商行为，并且定期反映企业社会责任表现的年度报告。”[4]在企业社会责任运动浪潮的推动下，企业逐步认识到承担生态责任的重要性，并将其付诸于实践。诚然，这种生态环境治理的企业自觉模式是值得肯定的。与此同时，我们不禁要思考，由于承担生态环境治理责任将增加企业的运营成本，影响企业的短期收益，这一模式的成功实施，仅凭企业的自觉性是远远不够，还需大量外力对其施压，当然这里并不是说仅靠政府的强制性权力所致，而是作为消费者的公众及社会组织对生态环境治理的重视与配合。

2. 治理形式的多样性。生态环境治理的企业自觉模式，由于源于企业自身的认识，所以尽管是同一地域或同一行业，企业自觉的治理方式也不尽相同。因为对整个社会而言，没有同样的负面效应和同样的环境标准要求存在。这就使得社会的成员将按照各自所涉及的利益相关者或公共机构作用发挥的不同来确定其治理的形式。具体而言，主要有如下几类：一是单边承诺，指企业自身制定生态环境治理的目标计划和所需遵循的条款，旨在加强与利益相关者（如企业、公众等）间的沟通。但为增加其计划的可信度和承诺的效力，往往会委托独立的第三方（非政府组织）进行监督或解决争议事宜。二是私下协议，指社会上的污染主体主动与污染受害者（工人、当地居民，邻近企业等）之间签订协议，以此约定污染主体应实施的环境管理计划或需安装的污染控制设备。三是谈判性协议，指企业与其所在的国家或地区内相关公共权威机构签订协议，主要涉及污染削减的目标、达成目标的时间表等，并约定在其辖区内的企业为达到约定的环境治理目标，而采取自觉性行动期间，公共权威机构不引入新的环境管制标准。四是开放性协议，指企业赞同环境管理机构提出的、与环境绩效、生产技术或环境管理标准相应的监督标准和环境条款，并主动接受其对自身执行计划情况的评价。同时，公共机构也向企业提供研发补助、技术援助和声誉（如允许使用特定的环境标识）等形式的经济激励。[2]

3. 治理结果的双赢性。从经济学的观点来看，社会中的最大污染源——企业，若削减污染会增加其生产成本，导致企业产品价格的提高，人们会因此而减少产品需求，或因企业不愿提高产品价格而减少企业的利润。那么，企业为何还要自觉参与生态环境治理，甚至采取高于政府管制水平的生态环境管理措施？其动力原因不仅仅是因为认识到企业自身所应担负的生态责任。更为重要的是，企业的这一行为可以满足消费者对环保商品的需求。因为企业通过消减污染，提升了产品的环境品质，再以广告等手段向消费者传递环保产品与非环保产品（绿色产品和非绿色产品）的区别，逐步引导人们愿意为环境友好产品支付额外的费用。最后，企业通过产品环境品质的高低获得出售环保产品与一般产品的价格差，从而实现企业收益的增加。即使有些消费者不会购买价格高昂的环保产品，若在同等价格下，还是会考虑选择环保产品，这也是提高生产企业市场份额的有效手段。

（三）与其他治理模式的比较分析

1. 优势。一是减少了污染的源头。在生态环境治理的企业自觉模式中，企业成为治理污染的主体，对于控制污染的问题由“要我做”向“我要做”转变，这在很大程度上降低了因环境管理机构与排污信息不对称而造成的“道德风险”，减少了环境监测机构的执法成本，促进了社会参与防治污染、保护生态环境等相关工作的落实。二是降低了治污成本。与政府管制相比，企业自觉性的生态环境治理模式，使企业有了更大的灵活性，允许企业在综合考虑各方因素的基础上，自主选择符合其特定状况的、更有效的削减污染的措施，从而达到环境目标，降低污染控制成本。三是填补了法律空白。当人们对生态环境提出更高要求时，由于在公共政策和法律法规领域存在制定周期长、论证费用大、调整不及时等客观原因，往往会出现管制或立法滞后的现象，导致很多“政策盲点”和“法律空域”的存在。企业的自觉行为，特别是当在企业层面，采取高于现有环境法律法规要求的环境标准时，在一定程度上可谓是填补了因环境立法滞后所导致的负面影响。

2. 不足。一是缺乏对非自觉性企业的约束力。如前文所述，由于生态环境治理的企业自觉模式的突出特征是“自愿”，缺乏法律效力，所以不能动用任何手段强制其他企业参与。同时，由于政府存在制定环保政策、产业发展政策、财政政策等方面的滞后性，影响了社会各主体参与的积极性，导致一些企业宁愿“搭便车”，也不愿参与这种自我约束的行为。二是缺乏对自觉性企业的评估。尽管一些企业采取了自觉性的行动，并与利益相关者签订了许多协议，但这只是君子协定，没有规定监测主体和定期报告制度等相关条款。加之缺乏相应的惩罚机制，使未达标协议方并不会认真考虑毁约后的实际影响。这不仅降低了企业自愿性承诺的可信度，还加大了对企业履约情况评估的难度。三是容易导致重复建设。企业在生态环境治理中的自觉参与，一般是个体行为，而非整体推进，这就容易出现“各自为政”的现象。即各个参与治理的企业从各自的投入成本、自身的排污量等角度出发，建设适合需要的环境治理基础设施，而并不过多考虑邻近企业的需求。从这一意义上说，企业在增加运营成本的同时，也增加了重复建设的可能性（如污水处理设施等），而这又可能会导致新一轮的资源浪费和环境污染。

五、生态环境治理的多元共治模式

（一）概念

无论是生态环境治理的市场调控模式，还是政府强制模式，或是企业自觉模式，就其三者的本质而言，都为一种单一主体的治理思路。因此，如上文所述，均存在着这样或那样的不足。而多元共治模式则是打破了传统观念的束缚，提出既然政府、市场、社会都可作为治理生态环境的主体，而且各自有不同的手段与机制，那么在生态环境治理中，可以将政府的权威性、高效性，市场回应性、限制性，以及企业的自愿性、多样性等各自优势充分利用，从而提供一种“多元共治”的生态环境治理新范式。因为面对生态环境的恶化，各个主体将紧密联系起来，形成一个共同体“进行自主治理，从而能在所有人都面对搭便车、规避责任或其他机会主义行为诱惑的情况下，取得持续的共同收益。”[5]“多元共治”这一概念的提出，其理论基础来源于治理理论（the governance theory）。它强调的是主体的多元性，强调多个主体间面对公共事务问题时，应通过明确分工、增进合作、加强协商的过程予以解决。所以生态环境治理的多元共治模式，笔者认为可以将其定义为：政府、市场、公众及社会其他主体通过充分发挥各自优势，采取分工合作协商等方式将生态环境问题予以解决的全过程。当然，多元共治模式作为补充政府强制模式、市场调控模式和企业自愿模式的不足而提出的一种生态环境治理方式也不是万能的，也存在着治理失效的可能性，如一些学者提出的在“多元共治”模式下会导致“无中心”倾向的问题。应当指出，作为一种补充而确立的生态环境治理模式，绝不能将政府排除出去，它依然是这个复杂系统中最核心的主体。

（二）特征

1. 治理主体的多元性。多元共治，其首先需要明确的是治理主体的多元性，即在生产公共物品、处理公共事务和提供公共服务等方面，政府已不再是唯一的权力中心，而是存在多个供给主体，如社会组织、公众等，这些公共和私人机构只要权力合法，均有可能成为某个领域的权力中心。因为这样既可以保持公共事务的公共性，又可以通过多种主体的参与，对其所提供的公共产品在性质相似、特征相近的前提下，形成一种竞争或准竞争的关系，从而破除传统观念中由单一主体垄断的局面。生态环境治理的多元共治模式，正是希望通过各个主体间的竞争，迫使其进行自我约束，降低成本，提高服务质量并增强回应性。因为除了运用政府的行政手段、市场的调控手段对生态环境破坏者予以严惩或排斥外，其他自发性成立的绿色环保组织也会通过系列活动对污染物的过度排放者形成一定压力。这些政府、市场与社会之间的良性互动就是多元共治模式的生动体现，使生态环境治理不再步入私有化和国有化的两个极端。在此需要说明的是，多元共治模式并不是排斥政府在生态环境治理中的作用和地位，它是在承认政府强制对于解决生态环境问题有着不可替代的功能的同时，希望政府将部分权力让渡给市场或其他社会组织，充分发挥它们的积极作用，共同解决生态环境恶化的问题。

2. 治理方式的合作性。生态环境多元共治模式的实践，得益于政府在生态环境中管理权力的简化。此处的“简化”一词并非否定政府的作用，相反是要强化政府在生态环境治理中的主导作用，即政府在宏观调控和微观操作层面保持的公正性。同时，各主体通过建立合作、协商的伙伴关系，确立生态环境意识的认同感和共同的生态环境目标。其实质是指建立在生态环境的公共利益、市场原则和价值意识认同的基础上的合作，依赖的是合作网络的权威。这里的合作性有着自己的特征：即一是合作是过程导向的社会性行动，是有着明确方向的连续性过程；二是合作是一种共同的行动，其各主体均是独立而有个性的；三是合作者考虑的是合作行动的总体收益，而非个人期望通过合作过程能创造的收益；四是合作的行为是自主性的体现，即整个合作过程是自主性的实现；五是合作需满足道德的审查和判断，一般不涉足于求助法律；六是合作是一种社会生活，是“人人为我，我为人人”的标志。[6]

3. 治理结构的网络性。原来的生态环境治理模式，政府往往是采取自上而下的方式来与上发号施令，整个治理结构是一种金字塔形，呈现出权力的高度集中、上下级之间关系的极度不平等性。而治理理论则主张政府应该主动走下“神坛”，以开放治理的体系，从而打破公私机构间的界限，将责任与权力赋予其他治理主体，并且逐渐形成一种平等协商、合作互利的伙伴关系。网络性结构的多元共治模式正是将政府组织、私营企业、公众自治组织、利益团体、社会组织等治理主体围绕着生态环境问题，通过对话、协商、讨价还价、谈判、妥协等集体性选择和行为，达成抑制生态环境进一步恶化的治理目标。并建立共同解决生态环境问题的纵向、横向或二者相结合的网络状结构，形成资源共享、彼此依赖、互惠合作的机制与组织结构。此外，在多元共治模式的网络结构中，不同与上述三种模式的科层结构，最关键是在于各主体间拥有共同的逻辑性结构，而并非正式的上下级权威关系；从总体上看，是一种彼此平等、相互依赖的结构，不存在命令等级和科层链条的部分，也没有科层制的形式。[7]

（三）与其他治理模式的比较分析

1. 优势。一是集众所长，能充分发挥政府、市场、社会等各类治理主体的优势，多元共治既承认政府强权、市场调控、企业自觉的作用，却绝不单独依赖谁，而是主张通过综合性手段来解决生态环境问题。换句话说，治理污染生态环境的主因，单靠“堵”是远远不够的，还要通过其他综合性手段来进行“疏”。二是提高效率，在明确了维护生态环境这一公共利益是各类治理主体的义务之后，下一步就是治理成本的大家分担。而这一结果不仅可以下降之前单一主体模式的治理成本，精简治理机构，避免新的浪费，更为重要的是可以提高治理效率，使生态环境治理收到更好更优的实质性效果。三是解决跨区域生态环境治理的难题，生态环境的整体性往往因为区域划分的问题被人为分割，在单一主体模式的治理下，往往会将难以界定的区域环境问题的治理成本转嫁给他方。而多元共治模式不仅可以建立区域政府间的协调机制和竞合意识，还可引入第三方对其达成意向的落实情况进行监督，并通过一定压力使其调整、纠偏。

2. 不足。一是出现治理权利交叠的现象，由于多元共治的治理结构呈网络状，在此间所构成的“权利体系”是相互联系、相互交织的，因此极有可能造成部分治理权利交叠现象的产生。权利交叠现象并非权利的越界，只是在同一个范围内，权利主体在正常行使权利时，出现与他人的权利界限发生交叠，这种现象极易造成权利冲突。二是存在目标差异的冲突，治理主体的多元也预示着目标的多元。在生态环境治理过程中，政府、市场、公众、社会组织等不同的治理主体，可能存在具有不同的利益诉求和不同的治理目标。因为利益是各主体参与生态环境治理的根本动因，而又由于利益归属的不同，自然就会有不同治理目标之间的冲突。三是导致治理问责的困境，由于多元共治强调各主体间关系的相互依赖性，使得政社之间、公私之间的责任边界变得模糊，其结果是难以明确责任主体，最终导致本应由政府承担的公共责任反而出现主体缺位的问题。加之生态环境问题本身就复杂多变，而法律规则的滞后性与不完善性，对问责的对象、内容、依据、程序、时间、标准、范围等也都难以作出明晰的规定。[8]

六、小结

通过对上述几种治理模式各自内涵、特征及优缺点的比较分析，可以看出，多元共治模式无疑是对前三种单一主体治理模式的突破。在生态环境治理的多元共治模式中，既希望政府继续发挥其主导作用，更希望市场调控的积极作用，以及公众、社会组织、企业等社会多元治理主体的优势也得以充分发挥，从而形成合力，促使生态环境治理水平和能力的提升。但与此同时，我们还需谨慎估计生态环境多元共治模式的意义，需研究与之相应的社会制度和文化支撑体系是否建设完善。因为多元共治这一模式得以实践，当前最主要的推动力来自民众对政府、或市场、或社会等单一主体治理模式弊端认识的提高，来自市场调控手段的不断完善、民众参与力量和热情度的增强，来自于政府、市场与社会三者力量的协同与合作。按格里·斯托克对治理概念的总结，治理出现时，权力主体应当是多元的，而多元的权力主体之间存在相互依赖关系。但就目前情形看，生态环境治理的其他主体与政府之间的关系并非相互依赖，更多体现的是一种对政府的依附和服从。无论是市场还是社会，其能掌握与政府进行平等交换的资源并不多，很难实现与政府间的“谈判”或“协商”，只能以“请求”的方式表达利益诉求，求得政府的“恩赐”。既然如此，那这就有必要从辩证学思考，将政府部分治理权力让渡给市场或社会，在生态环境治理中，三者实力相当、机会平等。现有市场调控手段的不断完善与社会力量的逐渐觉醒，既是民间可自由活动空间扩大与可自由支配资源增加的结果，也是政府这一权力核心主动进行制度变革的结果；而公众、社会组织能够进一步获得合法性的“待遇”，更是有赖于政府的作为或“无为”。因此，在生态环境治理中，要通过多元共治的治理模式将各种体制内和体制外、原有的和新生的治理主体进行重塑，政府还应提供相对宽松的环境，减少对其他治理主体的制约，并培训和引导其发展壮大，以更多的协商渠道，实现生态环境的“善治”。

参考文献：

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[3]Taylor Michael.The Possibility of Cooperation[M].New York：Cam-bridge University Press，1987.

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[5]刘峰，孔新峰.多中心治理理论的启迪与警示——埃莉诺·奥斯特罗姆获诺贝尔经济学奖的政治学思考[J].行政管理改革，2010，（1）：68-72.

[6]黄爱宝.论府际环境治理中的协作与合作[J].云南行政学院学报，2009，（5）：96-99.