环境政策对中国工业生态效率影响的实证分析

总２７卷第２期　兰州商学院学报　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｌａｎｚｈｏｕ　Ｃｏｍｍｅｒｃｉｌ　Ｃｏｌａｌｅｇｅ　Ｖｏ１．２７　Ｎｏ．２　Ａｐｒ，２０１　１　２０１１年４月　环境政策对中国工业生态效率影响的实证分析　●　何炼成，庄静怡　（陕西师范大学国际商学院，陕西西安７１００６２）　摘　要：传统的工业化经济发展模式是以环境破坏和资源损耗为代价的，已无法适应可持续发展的要求。工业　生态效率同时考虑工业生产的经济效益和环境效益，是将可持续发展目标融入政策执行与企业发展中的评价工　具。本文运用生命周期分析法原理，构建出我国工业生态效率的指标体系，并进一步考察环境政策对我国工业生　态效率的实际影响程度，提出由环境政策引导的工业生态效率的改善路径。　关键词：工业生态效率；环境政策；生命周期分析法　中图分类号：Ｆ０６１．３　文献标识码：Ａ　文章编号：１００４．５４６５（２０１１）０２．０６２．０７　Ｅｍｐｉｒｉｃａｌ　Ｓｔｕｄｙ　ｏｎ　ｔｈｅ　Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ　ｏｆ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　Ｐｏｌｉｃｙ　ｔｏ　Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｅｃｏ——ｅｆｉｃｉｅｎｃｙ　ｏｆ　Ｃｈｉｎａ　ｆＨＥ　Ｌｉａｎ—ｃｈｅｎｇ。ＺＨＵＡＮＧ）　ｎｇ—ｙｉ　（Ｓｃｈｏｏｌ　ｏｆ　Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ　Ｂｕｓｉｎｅｓｓ，Ｓｈａａｎｘｉ　Ｎｏｒｍａｌ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｘｉ’ａｎ　７　１００６２，Ｃｈｉｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ａｔ　ｔｈｅ　ｃｏｓｔ　ｏｆ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　ｄａｍａｇｅ　ａｎｄ　ｃｏｎｓｕｍｐｔｉｏｎ　ｏｆ　ｎａｔｕｒａｌ　ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ，ｔｈｅ　ｔｒａｄｉｔｉｏｎａｌ　ｍｏｄ—　ｅＩ　ｏｆ　ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　ｅｃｏｎｏｍｙ　ｈａｄ　ｂｅｅｎ　ｎｏ　ｌｏｎｇｅｒ　ｆｉｔ　ｆｏｒ　ｎｏｗａｄａｙ’Ｓ　ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ．Ｔｈｅ　ｉｎｄｉｃａｔｏｒ．Ｉｎｄｕｓｔｉａｌｒ　Ｅｃｏ　—ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ，ｃｏｎｓｉｄｅｒｓ　ｂｏｔｈ　ｅｃｏｎｏｍｉｃ　ｂｅｎｅｆｉｔ　ａｎｄ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｉｎｄｕｓｔｉｒａｌ　ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ．Ｔｈｅ　ｓｔｕｄｙ　ｕｓｅｓ　Ｌｉｆｅ　Ｃｙｃｌｅ　Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ　ｔｏ　ｃｏｎｓｔｒｕｃｔ　ｔｈｅ　ｉｎｄｉｃａｔｏｒ　ｓｙｓｔｅｍ　ｏｆ　Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｅｃｏ—ｅｆｉｃｉｅｎｃｙ　ｏｆ　Ｃｈｉｎａ，ｆ　ａｎｄ　ａｔｔｅｍｐｔｓ　ｔｏ　ｖｅｒｉｆｙ　ｔｈｅ　ｉｎｆｌｕｅｎｃｉｎｇ　ｄｅｇｒｅｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　ｐｏｌｉｃｙ　ｏｎ　Ｉｎｄｕｓｔｉａｌ　Ｅｃｏ——ｅｆｆｒｉｃｉｅｎｃｙ　ｏｆ　Ｃｈｉｎａ．Ａｓ　ａ　ｒｅｓｕｌｔ，ｔｈｅ　ｓｔｕｄｙ　ｂｒｉｎｇｓ　ｈｏｗ　ｔｏ　ｉｍｐｒｏｖｅ　Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｅｅｏ—ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ　ｂｙ　ｔｈｅ　ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ　ｐｏｌｉ—　ｅｙ．　Ｋｅｙ　ｗｏｒｄｓ：ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　ｅｅｏ—ｅｆｉｃｉｅｎｃｙ；ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｆａｌ　ｐｏｌｉｃｙ；ｌｉｆｅ　ｃｙｃｌｅ　ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ　改革开放以来，中国出现“第二次工业化”，　经济增长十分迅速，第二产业尤其是制造业增长　出现加速发展的势头。目前，中国已进入以重化　工业快速发展为主要特征的工业化中期阶段，消　费结构逐步升级。然而，工业化在给我国带来发　力和挑战，我国正经历着资源能源消耗和污染物　排放密集化的客观历史过程，节约资源与环境保　护已成为转变发展方式和促进国民经济与社会发　展不可或缺的组成部分。而生态效率则成为在不　同层次上落实这一目标的一个重要切入点。　展机遇的同时，也给资源和环境带来了巨大的压　目前普遍接受的生态效率定义由世界可持续　收稿日期：２０１１—０２—２５　作者简介：何炼成（１９２８～），男，湖南浏阳人，教授、博士生导师，陕西师范大学国际商学院名誉院长，研究方向：理论　经济学；庄静怡（１９８７～），女，陕西榆林人，陕西师范大学国际商学院政治经济学专业硕士研究生，研究方　向：中国发展经济学与可持续发展政策。　一６２—　何炼成，庄静怡　环境政策对中国工业生态效率影响的实证分析　价，所换取的社会经济价值　．它体现了生态承载　力的要求与可持续发展的目标。而工业生态效率　发展工商业联合会（Ｔｈｅ　Ｗｏｒｌｄ　Ｂｕｓｉｎｅｓｓ　Ｃｏｕｎｃｉｌ　ｆｏｒ　Ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ　Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ，ＷＢＣＳＤ）提出：生态效　率＝产品或服务的价值／环境影响　。ＷＢＣＳＤ　还描述了生态效率的实现途径：“生态效率通过　则主要关注工业活动对环境和资源的影响。本文　将工业生态效率的概念定义为，某一区域内一定　在逐步减少整个生命周期中的生态影响和资源耗　时期的工业产品和服务的经济价值与其造成的环　境影响的比值，如式（１）所示。工业生态效率可　以用来衡量一个国家或区域在一段时间内工业可　持续发展的水平。　费的同时，提供价格上具有竞争力的、可以满足人　们需求的以及提高生活质量的产品和服务……来　实现。”　２　生态效率由于将宏观尺度上的可持续　发展目标有效地融入到微观（企业）和中观（区　域）的发展规划和管理中，强调经济效率和环境　效益的统一，从而得到学术界的认可和关注。但　生态效率理论体系和计算方法，在国内外理论和　实践中均未形成统一标准，值得进行更深入的研　究探索。　而环境政策的推行对促进节能减排、提高生　态效率的作用，逐渐受到学术界的广泛关注。根　据波特假说　（Ｐｏｒｔｅｒ，Ｍ．Ｅ．，１９９１；Ｐｏｒｔｅｒ和Ｃ．　Ｖａｎ　ｄｅｒ　Ｌｉｎｄｅ，１９９５），一种有效的环境政策将有　利于刺激企业进行相关的技术创新活动，从而降　低环境保护成本，提高经济效益。从短期来看，实　施严厉的环境保护政策确实会使企业的成本有所　提高，但企业在进行污染削减、环境投资改造的同　时，选择和采用更新和更有效率的生产技术和设　备等来实现效率改进，这些因素的共同作用反而　会使企业的竞争力有所提高，实现生产总成本的　降低，使得环境政策最终得到了环境效益和经济　效益的“双重红利”ｌ４　，实现生态效率提高的目　标。自波特假说提出以来，由于其结论缺乏明确　的主张和理论建构，学术界一直存在激烈的争论。　但波特假说为生态效率的实现路径提供了合理的　理论逻辑，提出了一条可能的影响路径，即通过环　境政策激励促进技术创新，同时推动经济效益的　提高与环境污染、资源消耗的减少，从而实现生态　效率提高的目标。　本文将生态效率指标引人工业可持续发展的　评价体系中，运用生命周期分析法原理构建工业　生态效率的测算体系，在此基础上对环境政策和　工业生态效率之问的关系进行实证检验，分析并　考察环境政策指标对工业生态效率的影响程度，　以期为今后环境政策的制定提供决策支持。　一、工业生态效率测算　结合ＷＢＣＳＤ对生态效率的定义，可以认为，　生态效率是以一定的环境污染和资源消耗为代　区域工业生态效率　工业产品或服务的经济价值　，¨　一　对环境造成的影响　（一）指标体系的建立　本文对工业生态效率的计算公式采用：　ＥＶ　ＥＥ　（２）　其中，ＥＶ　为某一区域工业产品或服务经济　的经济价值，用工业增加值来表示。工业增加值　（Ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ　Ｖａｌｕｅ　Ａｄｄｅｄ，ＩＶＡ）是国民经济核算的　一项基础指标，它反映的是＿ｒ业企业在报告期内　以货币形式表现的工业生产活动的最终成果，同　时也反映了工业生产单位或部门对国内生产总值　的贡献。　ＩＶＡ是在工业总产值的基础上扣除工　业中间投入的转移价值而得到的，避免了产品价　值的重复计算。　为该区域工业活动对环境的影响程度，相　应指标的选取和换算则是基于生命周期分析　法　。（Ｌｉｆｅ　Ｃｙｃｌｅ　Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ，ＬＣＡ）的框架和步骤　来进行：　１．清单分析。通过归纳，可将工业活动对环　境的影响综合为两大类：污染型环境问题，包括向　环境排放各种污染物的问题；消耗型环境问题，包　括从环境中摄取各种物质资源的问题。结合国际　各项环境问题公约的相关规定　¨　），以及我国工　业发展所面临的环境现状，本文选取了７类污染　型环境问题，包括全球气候暖化、臭氧层破坏、酸　化、水体富营养化、生态毒性、工业固体废物及大　气质量。消耗型环境问题则主要包括不可再生能　源和水资源两类。考虑到我国具体环境问题和环　境指标统计情况，本文进一步确定了影响环境状　况以及工业生态效率的各项主要子指标，如表１　所示。　２．当量换算。根据清单分析得到的污染型指　标，对每类环境污染的子指标进行统一单位的量　一６　—　兰州商学院学报　２０１１年第２期　化换算。其中全球气候暖化指标采用以ＣＯ，为　当量的全球变暖影响潜能（ＧＷＰ），酸化指标以　ＳＯ：为当量换算，水体富营养化指标以ＴＮ为当量　换算，重金属生态毒性指标以ｃｒ为当量换算（见　表２）。不可再生能源类的子指标之间以标准煤　当量作为换算单位（见表３）。并可根据表４中的　系数计算出各种能源消耗产生的ＣＯ：排放量。　由此可以计算出各类环境污染和消耗的总当量　ＥＩ　（ｊ）和ＥＩ　（Ｊ），以及各类问题的绝对生态效率　值ＥＰ；和ＥＣ　。　表１　区域工业环境问题类别及指标体系　环境问题　类别　子指标　全球气候暖化　ＣＯ２、Ｎ２Ｏ、ＣＨ４　臭氧层破坏　ＣＦＣ一１１／１２、ＣＯ　酸化　ＳＯ２、ＮＯ　、ＮＨ３　水体富营养化　Ｐ、Ｎ、ＣＯＤ　污染型　生态毒性　Ｈｇ、Ｃｄ、Ａｓ、Ｐｂ、Ｃｒ　冶炼废渣、粉煤灰、炉渣、煤矸　工业固体废物　石、危险废物、尾矿、放射性废　物和其他废物　大气质量　工业烟尘、工业粉尘　不可再生能源　原煤、焦炭、原油、燃料油、汽　消耗型　煤柴油、液化石油气、天然气　水资源　工业用水量　资料来源：邓南圣，王小兵．生命周期评价［Ｍ］．北京：化学工　业出版社．２００３．　表２　重金属生态毒性的ｃｒ当量系数　物质　铬（Ｃｒ）　铅（Ｐｂ）　砷（Ａｓ）　镉（Ｃｄ）　汞（Ｈｇ）　毒性系数　２　５　１０　３０　４０　ｃｒ当量系数　１　２．５　５　ｌ５　２０　资料来源：徐争启，倪师军．潜在生态危害指数法评价中重金　属毒性系数计算［Ｊ］．环境科学与技术，２００８，（２）：１１４．　３．赋权。为了给各种环境影响类型的相对大　小提供一个可比较的基准，需要对指标赋以一定　的权重。设Ｔ１年的人均环境影响潜值作为环境　影响基准。各类环境影响权重的确定采用“目标　距离法”，即某类环境问题的严重性用该指标当　前水平与目标水平（标准或容量）之间的距离来　表征。［９　污染型问题各项指标权重ｕ（ｊ）（Ｊ：ｃ，ａ，　ｎ，ｔ，ｓ，ｇ）可以通过公式计算得出：　ＥＩ　（ｊ）＝ＥＥＩ　（ｊ），＝∑［Ｑ　’ＥＦ（ｊ）ｉ］　（３）　ｒ（ｊ）＝ＥＲ　（ｊ）　／ＥＲＰ（Ｊ）１２　（４）　－－－——６４－－－——　ｕ（ｊ）＝ｒ（ｊ）‘ＥＩ　（ｊ）／ＥＲ　（ｊ）　。＝ＥＩ　（ｊ）／　ＥＲ　（ｊ）１２　（５）　其中，Ｅｌ　（ｊ）为某一地区工业活动对第Ｊ种　环境污染的总当量，ＥＩ　（ｊ）ｉ为第ｉ种排放物质对　第ｊ种环境影响的当量值，Ｑ　为第ｉ种物质排放　量，ＥＦ（ｊ）ｊ为第ｉ种排放物质对第ｊ种环境污染　的当量因子。ＥＲ　（ｊ）　为基准年人均环境污染影　响潜值，ＥＲ　（ｊ）髓为目标年人均环境污染影响潜　值。式（４）中权重ｒ；反映的是：针对Ｔ１年的标准　化基准要削减多少才能达到Ｔ２年的削减目标。　权重越大，则应削减得越快。　表３　不可再生能源的标准煤当量系数　物质　标准煤当量系数　煤类　原煤　０．７１４３　（ｋｇ标准煤／ｋｇ）　焦炭　０．９７１４　原油、燃料油　１．４２８６　汽油　１．４７１４　（ｋｇ标准煤／ｋｇ）油类　　煤油　１．４７１４　柴油　１．４５７１　液化石油气　１．７１４３　天然气（ｋｇ标准煤／ｍ　）　１．３３ｏｏ　数据来源：２００８年《中国能源统计年鉴》。　表４　中国能源消耗的ＣＯ：排放系数　物质　煤炭（ｔ）　石油（ｔ）　天然气（１Ｏ　ｎｌ　）　Ｃ（ｔ）　ｏ．７４８　ｏ．５８５　０．４４４　ｃｏ２（ｔ）　２．７４５　２．１４６　１．６２９　注：１．ｃ表示碳排放系数，ｃｏ２排放系数为碳排放系数乘以　３．６７所得。　２．资料来源：徐国泉，等．中国碳排放的因素分解模型及　实证分析：１９９５－２ｏｏｏ［Ｊ］．中国人口・资源与环境，　２００６，１６（６）：１５９．　消耗型指标的权重由资源的稀缺性所决定。　对于不可再生能源和水资源，采用各种资源的消　耗量与其蕴藏量的相对比例关系来计算权重　（１）（ｊ）（Ｊ＝ｅ，Ｗ），如式（６）所示。　‘１）（Ｊ）：Ｅｌｃ（ｊ）／ＲＥＳ　ｌ（ｊ）　（６）　其中，ＥＩ　（ｊ）为某一地区工业活动对第ｊ种　资源消耗的总当量，ＲＥＳ　为第ｊ种资源基准年Ｔ１　年的人均蕴藏量。　何炼成，庄静怡　环境政策对中国工业生态效率影响的实证分析　由于部分指标计算复杂且官方统计数据缺失　较多，本文根据文献　，确定各类环境问题的权　加权所得；工业固体废物选择纳入指标体系中的　全部指标，即工业固体废物排放总量指标；大气质　重因子，见表５。　表５　区域环境问题类型权重　环境问题　污染类型　权重　全球气候暖化（ＣＯ：）　０．８３　酸化（ＳＯ：）　０．７３　污染型　水体富营养化（ＣＯＤ）　０．７３　生态毒性（Ｈｇ、Ｃｄ、Ａｓ、Ｐｂ、Ｃｒ）　０．４５　工业固体废物　０．６２　大气质量（工业烟尘、工业粉尘）　０．６１　消耗型　不可再生能源（煤、石油、天然气）　Ｏ．５　水资源（工业用水量）　０．５　资料来源：王震，等．区域工业生态效率的测算方法及应用　［Ｊ］．中国人口・资源与环境，２００８，（６）：１２３．　（二）模型建立与数据选取　通过对各类环境问题加权，得到污染型总生　态效率ＥＥ　和消耗型总生态效率ＥＥ　即：　ＥＥＰ＝∑ｕ（ｊ）ＥＰｊ：０．８３ＥＰ　＋０．７３ＥＰ　＋　０．７３ＥＰ　＋０．４５ＥＰ　＋０．６２ＥＰ　＋０．６１ＥＰ　（７）　其中，ＥＰ　（８）　ＥＥｃ＝∑ｉ（ｊ）ＥＣｉ＝０．５ＥＣ　＋０．５ＥＣ　（９）　其中，ＥＣ　（１Ｏ）　其中，ＥＰｊ（Ｊ＝ｃ，ａ，ｎ，ｔ，Ｓ，ｇ）分别是各污染型　生态效率：全球暖化影响生态效率（ＥＰ　）、酸化影　响生态效率（ＥＰ　）、水体富营养化影响生态效率　（ＥＰ　）、生态毒性影响生态效率（ＥＰ　）、工业固体　废物影响生态效率（ＥＰ　）、大气质量生态效率　（ＥＰ　）；ＥＣ。（Ｊ＝ｅ，ｗ）分别是各消耗型生态效率：　不可再生能源利用生态效率（ＥＣ　）与水资源利用　生态效率（ＥＣ　）。　根据历年《中国统计年鉴》、《中国能源统计　年鉴》等数据资料，计算全国④１９９０－－２００８年的工　业生态效率。由于官方数据统计的有限性，本文　仅选取有代表性的子指标进行计算。其中，全球　气候暖化影响选择工业能耗的ＣＯ　排放量指标，　其指标值是由历年终端消费中的工业消费煤类、　石油类及天然气总量分别乘以其ＣＯ　排放系数　加权所得；酸化影响选择工业ＳＯ　排放量指标；水　体富营养化影响选择工业废水中ＣＯＤ指标；生态　毒性影响为工业废水中Ｈｇ、ｃｄ、Ａｓ、Ｐｂ、ｃｒ排放量　量影响选择工业烟尘和工业粉尘指标。而臭氧层　破坏类指标缺乏相关的可得数据，因此没有列入　计算中。不可再生能源消耗和水资源消耗分别采　用单位工业增加值能耗和工业用水总量指标。为　使指标具有可比性，对各项子指标数据分别进行　无量纲标准化处理。工业增加值采用同样方法进　行标准化处理。　（三）测算结果及评价　计算结果表明，我国各类环境问题的工业生　态效率优化程度十分明显，且呈现出各自不同的　特点。　１．全球暖化工业生态效率。其绝对值从　１９９０年的０．０２万　吨波动上升，在２００８年达　到０．１４万　吨，整体变化幅度并不大；　２．酸化影响工业生态效率。１９９０年的绝对　值仅为６．３９万　吨，２００８年增加到６５．４１万　吨，提高了９倍多；　３．水体富营养化工业生态效率。其绝对值由　１９９０年的９．５７万元／吨上升至２００８年的２８４．６７　万　吨，提高了近２９倍，改善的程度明显；　４．重金属生态毒性工业生态效率。其绝对值　由１９９０年的０．５２万　ｋｇ提高到２００８年的　５４．９２万　ｋｇ，提高了近１０５倍；　５．工业固体废物工业生态效率。这一指标在　近几年表现出较大幅度的增长，由１９９０年的１．４４　万　吨上升至２００８年的１６６．６３万　吨，上升　近１１５倍；　６．大气质量工业生态效率。由１９９０年的　４．２０万　吨上升至２００８年的１０３．７４万　吨，　提高了２３．７倍；　７．从消耗型指标来看，其工业生态效率呈现　出稳步上升趋势。不可再生能源的工业生态效率　绝对值由１９９０年的１　０１４．８３万元／万吨标准煤　上升至２００８年的６　２２３．５５万元／万吨标准煤，可　见，能源使用效率有很大的提高；从工业用水指标　来看，水资源工业生态效率则由１９９０年的２０．２９　万　万立方米上升至２００８年的９３．２４万　万　立方米。　通过进一步计算的结果显示，污染型工业生　态效率相对值上升幅度很大，改善效果明显，如图　１所示；消耗型工业生态效率相对值经过两三年　６５—　兰州商学院学报　２０１１年第２期　的波动后，呈现出较为平缓的上升趋势，如图２所　示。可以看出，在１９９０年至２００８年期间，污染型　和消耗型工业生态效率都有较大幅度的提高，说　明我国工业生产正朝着可持续发展方向迈进。　２ｏ０Ｌｏｏ　Ｉ瓯ｏｏ　ｌＯ饥ｏｏ　？　飘∞　－—｜　／　也∞　．．。。　Ｈ　Ｈ　至要至至篓至量量善嚣熹嚣蚕蠹薰　ｏ　＿　∞霸ｏ　ｄ　的　“　卜酋　“　图１　污染型工业生态效率，　∞　∞　．．∞　／　文∞　．．．－　乏∞　ｒ、　ｌ。ｏｏ　ｉ　ｏｏ　墨萋襄１，４薹窭至萎磊茧嚣嚣誉萋塞萋＿　“Ｈ　Ｎ“　Ｎ““　　图２　消耗型工业生态效率　二、环境政策对工业生态效率的　影响分析　推行积极的环境政策不仅是为了改善环境，　减少环境污染和破坏带来的经济损失和健康损　失，体现可持续发展的目标，同时也应有利于提高　资源的利用效率，促进技术进步，刺激和推动环保　技术革新和清洁技术的产生，并促进环保投资的　增加和环保产业的发展。这些积极的因素可能抵　消其带来的减排降耗成本，产生更大的经济效益，　促进经济增长。　（一）环境政策指标的选取　为了验证环境政策对工业生态效率的影响程　度，需选取相应的指标变量，结合文献¨　引，本　文通过４类指标进行衡量，具体指标体系见表６。　其中，选取排污费和环境税两类指标作为衡　量环境政策工具的主要变量，原因在于：（１）从我　国实行排污收费制度改革的情况看，排污费征收　总额有所增加，对企业的激励效果也在不断加强；　（２）目前与环境税有关的几项主要税种（包括资　源税、城市建设维护税、耕地占用税、车船税、固定　一６６一　资产方向调节税）的税收额呈上升趋势，对降低　污染产生了积极的影响；（３）排污权交易和排污　许可证等工具目前在我国尚未广泛使用，缺乏相　应统计数据。　环境科研投人指标选取大中型工业企业研究　与试验发展经费内部支出额；环境科研成果指标　则采用工业企业发明专利及实用新型专利授权　量。　表６　工业生态效率影响因素指标变量　指标变量　子指标　排污费　资源税　环境政策工具（Ｐ）　城市建设维护税　车船税　耕地占用税　固定资产方向调节税　环保投资（Ｋ）　建设项目“三同时”环保投资　工业污染源治理投资　环境科研投入（Ｔ）　研究与试验发展经费内部支出　环境科研成果（Ａ）　发明专利　实用新型专利　（二）计量模型及数据来源　建立与环境政策相关的工业生态效率的计量　经济模型：　Ｉｎ（ＥＥＰ）＝　０＋ａｌｎＰ＋１３１ｎＫ＋　ｌｎＴ＋ＮｎＡ　（１１）　Ｉｎ（ＥＥｃ）：ｏｌ０＋Ｏｒ．１ｎＰ＋ｐ　ＩｎＫ＋一ｙ　ｌｎＴ＋８　ｌｎＡ　（１２）　其中，ＥＥ　为某一区域污染型工业生态效率，　ＥＥ　为该区域消耗型工业生态效率，Ｐ，Ｋ，Ｔ，Ａ　分别为环境政策工具指标、环保投资指标、环境科　研投入指标和环境科研成果指标，仅，Ｂ，　，８及　Ｏｒ．　，Ｂ　，　，８’分别表示环境政策工具、环保投资、　环境科研投入和环境科研成果的系数，反映各项　指标对工业生态效率的作用强度。　由于１９９９年以前的部分指标数据缺失较多，　本文仅选取１９９９－－２００８年的相关数据进行计算。　数据来源为历年《中国统计年鉴》、《中国环境统　计年鉴》、《全国环境统计公报》　等。　（三）模型回归结果与分析　本文运用Ｅ—ｖｉｅｗｓ５．０软件对上述计量模型　（分别记为模型１和模型２）进行回归分析，结果　何炼成，庄静怡　环境政策对中国工业生态效率影响的实证分析　如表７、表８所示。　表７　模型１的回归结果　变量　系数　标准误差　Ｔ值　Ｐ值　环境政策工具（Ｐ）　一０．８９２９　０．２５２６　—３．５３５０　０．０６１６　环保投资（Ｋ）　０．０６７３　０．１４４２　０．４６６７　０．６６０３　环境科研投入（Ｔ）　０．２６８４　０．１ｌ８４　２．２６６３　０．０７２８　环境科研成果（Ａ）　０．７４０５　０．２４４６　３．０２７４　０．０２９２　Ｃ　——４．９７６６　０．６９０６　—７．２０６４　０．０００８　Ｒ　０．９９６７　Ａｄｊｕｓｔｅｄ　Ｒ　０．９９４１　Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｃ　３７７．９５５　ｌ　Ｐｒ０ｂ（Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｃ）　Ｏ．ｏｏｏ００２　表８　模型２的回归结果　变量　系数　准误差　Ｔ值　Ｐ值　环境政策工具（Ｐ）　一０．４２１２　０．１２７９　—３．２９３３　０．０２５２　环保投资（Ｋ）　０．１６５４　０．０７３０　２．２６５９　０．０７２８　环境科研投入（Ｔ）　０．２３５６　０．０５６０　４．２０８０　０．０２８１　环境科研成果（Ａ）　０．３３２９　０．１２３８　２．６８９７　Ｏ．０１５２　Ｃ　—１．１８４０　０．３４９６　—３．３８６３　０．０１９５　Ｒ　０．９９２ｌ　Ａｄｊｕｓｔｅｄ　Ｒ　０．９８５７　Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｃ　ｌ５６．５９ｌ４　Ｐｒｏｂ（Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｃ）　０．００ｏ０１９　模型１中，在１０％的显著水平下，环境政策、　环境科研投入和环境科研成果对污染型工业生态　效率具有显著性影响。但环保投资指标的Ｐ值　为０．６６０３，未通过显著性检验，说明环保投资对　污染型工业生态效率没有显著性影响。将该变量　剔除，重新进行检验（记为模型３），得到结果如表　９所示。　表９　模型３的回归结果　变量　系数　标准误差　Ｔ值　Ｐ值　环境政策工具（Ｐ）　一０．８４１７　０．２３５６　—３．５７２４　０．０５８８　环境科研投入（Ｔ）　０．２７８０　０．１０８７　２．５５６４　０．Ｏ４３１　环境科研成果（Ａ）　Ｏ．７１９８　０．１８３７　３．９１８７　０．００７８　Ｃ　一５．１２２２　０．５７４６　—８．９１４２　０．ｏ００ｌ　Ｒ。　０．９９６６　ＡｄｊＵＳ　ｅｄ　Ｒ　０．９９４８　Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｃ　５７９．４００８　Ｐｒｏｂ（Ｆ—ｓｔａｔｉｓｔｉｅ）　Ｏ．ＯＯＨＤ００１　模型２中，在１０％的显著水平下，环境政策　工具、环保投资、环境科研投入和环境科研成果均　对消耗型生态效率具有显著性影响。　模型３中，在１０％的显著水平下，环境政策、　环境科研投入和环境科研成果对污染型工业生态　效率具有显著性影响。在剔除了环保投资这一变　量后，整个方程的拟合度更好，显著性也有所提　高。　由此分别得到回归方程如下：　Ｉｎ（ＥＥＰ）＝一５．１２２２—０．８４１７１ｎＰ＋　０．２７８０１ｎＫ＋０．７１９８１ｈＡ　Ｒ　＝０．９９６６　Ｆ＝５７９．４００８　（１３）　复相关系数Ｒ。＝０．９９６６，调整复相关系数Ｒ　＝０．９９４８；显著水平为０．０００００１，Ｆ检验值为　５７９．４００８，拟合度高，回归模型有效。　Ｉｎ（ＥＥｃ）＝一１．１８４０—０．４２１２１ｎＰ＋　０．１　８５４１ｎＫ＋０．２３５６１ｎＴ＋０．３３２９１ｎＡ　Ｒ　＝０．９９２１　Ｆ＝１５６．５９１４　（１４）　复相关系数Ｒ　＝０．９９２１，调整复相关系数Ｒ　＝０．９８５７；显著水平为０．０００００１，Ｆ检验值为　１５６．５９１４，拟合度较高，回归模型有效。　表１０　回归模型的系数对比　ＥＥＰ　ＥＥ　、　变量　模型１　模型３　模型２　环境政策工具（Ｐ）　一０．８９２９　一０．８４ｌ７　一０．４２１２　环保投资（Ｋ）　无显著影响　０．１６５４　环境科研投入（Ｔ）　０．２６８４　０．２７８０　０．２３５６　环境科研成果（Ａ）　０．７４０５　０．７ｌ９８…　０．３３２９　（四）小结　如表１０所示，在模型１中，环保投资对污染　型工业生态效率的增长没有显著影响（Ｔ值未通　过检验），而这一变量剔除之后，对其他变量与因　变量的关系也并没有规律性的影响。可见，环保　投资对污染型工业生态效率的影响尚有较大的提　升空间，但对消耗型工业生态效率的贡献比较显　著，说明我国在工业污染治理项目中的投资虽在　不断加大，但节能减排的作用并不明显。　环境税费的征收，虽在一定程度上降低了企　业的生产效率，加大了生产成本，但环境政策同时　也促进了环保技术成果的不断推出，使科技创新　越来越受到企业的重视，逐渐成为企业的核心竞　争力，并促使工业企业的生产活动形成良性循环，　生态效率得到不断提高。　三、结论与政策建议　通过以上的研究结果可以看出，工业生态效　率能够系统地反映工业活动的经济价值及其环境　影响的变化，以及工业结构调整、资源利用、环境　保护等方面措施的效果。这一指标的计算方法较　一６７—　兰州商学院学报　２０１１年第２期　为简明，可操作性强，且具有较好的扩展性，但该　指标仅作为工业发展过程的测量和评价工具，不　能直接反映各类环境问题的情况，即工业生态效　率虽然在不断提高，但由于基数过大，我国面临的　环境问题依然形势严峻。　为了从根本上改善我国的工业生态效率，政　府应加强环境政策创新和管理力度，加大环境执　法监督力量，严格规范污染排放和治理活动，加快　实施有利于环境保护的生态补偿政策；另一方面，　通过鼓励科技创新，增加Ｒ＆Ｄ人员和经费的投　人，鼓励环保项目和产业的发展，加大生物技术、　新能源、新材料的开发利用，也将对优化生态效率　产生积极的影响。在环境政策的引导下，企业将　作为节能减排、技术创新的主体，把科技成果转化　为现实生产力，形成环保科技创新的商品化和产　业化，实现“环境政策激励一技术创新一环境优　化一可持续发展”的良性传导机制。　注　释：　①以下各项全国性统计数据均未包括香港和澳门特　别行政区以及台湾省。　②数据来源：ｈｔｔｐ：／／ｗｗｗ．ｍｅｐ．ｇｏｖ．ｃｎ／ｚｗｇｌＣｈｊｔｊ／　参考文献　［ｔ］［２］Ｓｊ６ｍ　Ｓｔｉｇｓｏｎ．Ｅｃｏ—ｅｆｉｆｃｉｅｎｃｙ：Ｃｒｅａｔｉｎｇ　Ｍｏｒｅ　Ｖａｌｕｅ　ｗｉｔｈ　Ｌｅｓｓ　Ｉｍｐａｃｔ．ＷＢＣＳＤ，２０００．　［３］Ｐｏａｏｒ，Ｍ．Ｅ．＆ｃ．Ｖａｎ　ｄｅｒ　Ｌｉｎｄｅ．Ｔｏｗａｒｄ　ａ　Ｎｅｗ　Ｃｏｎｃｅｐ一　一６８一　ｔｉｏｎ　ｏｆ　ｔｈｅ　Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ—Ｃｏｍｐｅｔｉｔｉｖｅｎｅｓｓ　Ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ．　Ｊｏｕｒｎａｌ　ｏｆ　Ｅｃｏｎｏｍｉｃ　Ｐｅｒｓｐｅｃｔｉｖｅｓ，１９９５，９（４）．　［４］赵细康．引导绿色创新：技术创新导向的环境政策研　究［Ｍ］．北京：经济科学出版社，２００６．３２．　［５］谭飞燕，面向可持续发展的企业技术创新生态效益评　价研究［Ｄ］．湖南大学，２００３．　［６］邓南圣，王小兵．生命周期评价［Ｍ］．北京：化学工业　出版社．２００３．　［７］Ｗｏｒｌｄ　Ｂｕｓｉｎｅｓｓ　Ｃｏｕｎｃｉｌ　ｆｏｒ　Ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ　Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ．　Ｍｅａｓｕｒｉｎｇ　Ｅｃｏ—Ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ：Ａ　Ｇｕｉｄｅ　ｔｏ　Ｒｅｐｏｒｔｉｎｇ　Ｃｏｒｎ—　ｏｐｎｙ　Ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ．ＷＢＣＳＤ，２０００．　［８］Ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎ　ｆｏｒ　Ｅｃｏｎｏｍｉｃ　Ｃｏ—ｏｐｅｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　Ｄｅｖｅｌｏｐ－　ｍｅｎｔ．Ｅｃｏ—ｅｆｉｆｃｉｅｎｃｙ．ＯＥＣＤ，１９９８．　［９］杨建新，王如松，刘晶茹．中国产品生命周期影响评价　方法研究［Ｊ］．环境科学学报，２００１，（２）：２３４—２３７．　［１０］王震，石磊，刘晶茹，孙念．区域工业生态效率的测算　方法及应用［Ｊ］．中国人口・资源与环境，２００８，（６）：　１２１～１２６．　［１１］郭莉，Ｌａｗｒｅｎｃｅ　Ｍａｌｅｓｕ，胡筱敏．环境技术创新对产业　生态管理的影响［Ｊ］．中国人口・资源与环境，２００９，　（２）：７８～８２．　［１２］李强，聂锐．环境规制与区域技术创新——基于中国　省际面板数据的实证分析［Ｊ］．中南财经政法大学学　报，２００９，（４）：１９～２３．　［１３］吕彬，杨建新．生态效率方法研究进展与应用［Ｊ］．生　态学报，２００６，（１１）：３８９８—３９０６．　［１４］周国梅，彭昊，曹风中．循环经济和工业生态效率指　标体系［Ｊ］．城市环境与城市生态，２００３，（６）：２０１—　２０３．　（责任编辑：张贡生）