中国环境破坏的经济损失研究：它的意义、方法、成果及研究建议（上）（之一），本文主要内容关键词为：经济损失论文,中国论文,成果论文,意义论文,建议论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。
一、引言
环境破坏，从人地关系（即人与自然关系）角度看，大体可以分为两类。一类是人类废弃物排放引起的污染问题，即所谓“污染破坏”；一类是人类对自然资源不合理的开发利用所引起的退化问题，即所谓“生态破坏”。其中，生态破坏往往会导致自然灾害加剧，即出现所谓的“人致灾害”现象，它可视为生态破坏的诸项表征之一。环境破坏的经济损失计量是针对上述内容而言的。为行文方便，本文将“环境破坏的经济损失”简约为“环经损失”。
环经损失的计量研究在环境问题出现之初就已开始。这在世界、在中国都是如此。中国此类研究最早出现于80年代初期对企业污染，城市污染以及流域污染等的经济损失的研究[9,10,11,12,13]。 第一个以中国为对象的全面而系统的计量成果是过孝民、张慧勤主持的对中国第六个五年计划（1981—1985）期间环经损失的研究[1]。 这项研究在计量方法，数据处理，结果表述诸方面都有较高的学术价值和实用价值，因而可称之为“过——张模型”。“过一张模型”重在对污染损失的计量，而对生态破坏经济损失的计量较弱。90年代初由金鉴明主持的“中国典型生态区生态破坏的经济损失”研究[2]， 在相当程度上推动了这一方面的进展，使得对中国生态破坏的经济损失有了一个比较持之有据的了解。1995年，中国社会科学院环境与发展研究中心在国家环保局局长基金支持下进行了题为“中国九十年代环境污染与生态破坏的经济损失”的研究[3,4,5]。由于经费所限， 这一研究无力进行基础数据的充实，完善与更新，而是着力于计量概念，计量方法，误差处理等方面的改进。在此前与此后，国家环保局环境与经济政策研究中心也在中国环经损失计量领域作过一系列工作。[6,22]除了在全国尺度上进行外，中国环经损失的计量研究还在不同的行政区尺度，不同的行业尺度，以及针对不同的环境破坏类型进行。[14,15,20]
对中国环经损失计量感兴趣的不仅是中国人自己，而且还有外国人。政府间组织如：联合国有关机构、世界银行、亚洲开发银行等，以及其他一些半官方或民间的基金会、环境保护组织、学术机构等，在他们进行的中国项目中，不少都或多或少或深或浅地涉及到中国环经损失的评价问题。 最新的研究如世界银行报告《面向21 世纪的中国环境》（China's Environment in the 21st Century）（1997）[8]，其中，专门详细计算与论证了中国大气污染的经济损失。然而，具有较高学术标准的研究当推美国Vaclav Smil 向美国东西方研究中心（EAST —WESTCENTER ） 递交的专题报告《中国的环境问题：经济损失估计》 （ “Environmental Problems in China:Estimates of Economic Costs ”）。[7]Smil的研究在概念与方法学上并未超越中国的过——张模型，但是，他对基础数据与基本假设的处理，条理清晰，格式规范，逻辑完善，具有学术研究所必需的可证伪性和可辩护性。
回顾80年代至今关于中国环经损失计量的各项研究，人们无疑可以发现其间的不少进展。然而，应当坦率而公正地承认，这些进展都不是根本性的。在环经损失计量的两个极为重要的方面，今天仍和80年代一样，处于同一水平线上。这两种方面是：①对环经损失计量的目的和用途没有新鲜的认识。从80年代至今，这一计量一直是以一个加总的结果来表示，没有深入地考虑计量结果的表达方式，在政策制定中的具体应用。②这种环经损失计量至今尚不具有充分而完备的可计算性。这就是说，这种计量在基础数据的选取，计量方法和参数的认证与更新，计算结果的表述诸方面都缺乏规范性和程序化。以上两个方面的缺陷是导致中国环经损失计量研究长期以来进展甚缓的决定性因素。在一定程度上可以说，中国出现的这些问题，在世界上（无论是发达国家还是发展中国家）的环境经济学研究中也是存在的。然而，这些问题的解决对包括中国在内的发展中国家有着特殊的重要性。
本文对中国环经损失计量研究的评论，将围绕上述两个方面进行。首先，本文将论证环经损失计量的目的应为制定与环境有关的政策服务，因此，它的结果表达应与国民核算系统相融合。其次，为实现环经损失计量的可计算性，本文将提出一种理想的计算构架及有关的概念与方法要素。第三，对照上述理想计算构架，本文将评述现有的以中国为对象的关于环经损失计量的几项国内外主要研究的成就与缺失。第四，根据本文提出的环经损失计量概念和方法学以及现有的主要研究结果，重新估算1993年中国污染与生态破坏引起的经济损失。第五，为了实现中国环经损失计量的充分可计算性，本文探讨需要突破的技术障碍和安排进一步研究项目的建议。
环境污染与生态退化同属环境破坏。它们引起的经济损失的计量，在方法学上有很多相同之外，也有一些不同之处。关于生态退化经济损失计量的方法学特点已由另文探讨[17,18]。 本文中的方法学评论将以环境污染为主要对象，对生态退化则从简。
二、为什么要进行中国环经损失计量
自80年代至今，中国的环经损失都是以一个加总的结果表示的，并以此与同期的国民生产总值（GNP）相比较， 以说明环境问题的影响程度。这一结果及其表达方式，无论是作为内部参考，还是经由传媒公布，都能对政策制定者和执行者，企业管理人员，以及社会公众起到警示作用。但，仅此而已。
环经损失计量应当超越警示作用，而具有更为实际、更为广泛、更为重要的功能。从经济学角度看，人的一切行为都包括效益与成本两个方面。环经损失作为一种重要的有时是主要的成本（通常称为环境成本），在一切与环境有关的决策过程中，它都应作为一个必要因子加以考虑。环经损失与决策过程的联系是十分广泛的，如：环境管理领域中的经济措施（环境税费制，环境投入）的决策；经济领域中的产业结构决策，行业技术决策；因环境破坏而引发的环境诉讼事件；等等。这些地方都要求环经损失计量能实际地、具体而且有效地发挥作用。然而，在中国，上述这些与环境有关的决策基本上并未建立在严格与可信的经济学分析（成本－效益分析）基础上。由此可见，环经损失计量的真正意义，绝不只是警示作用，更主要的是要参与和影响与环境有关的决策或政策制定。后者应是环经损失计量的首要目标。
以加总方式表示的环经损失， 形式上看起来与国民生产总值（GNP）相似，但它在决策过程中的实用价值远不如GNP。这是因为GNP是由一个定义明确、计量规则合理而且统一的国民核算系统产生的，而这一核算系统正是为着适应与满足国家与地区的经济、社会政策分析和制定而设计的。现时的环经损失的表达方式则不是如此。一般来说，它缺乏作为决策因子必需具备的三个特征。第一，它不能被具体地分解与确认环经损失的制造者与承受者；第二，它没有具体地分解与确认环经损失中具有不同经济学涵意的成本类型（如现时损失与代际损失，市场型损失与非市场型损失，伤害型损失与抵御型损失，等等）；第三，由于计量规则的不规范，使得计量结果缺乏可比较性。正是由于这三点缺陷，使现时的环经损失很难在实际决策过程中占有真正恰当的位置。如要克服这些不足，则必须使环经损失在国民核算系统中得以表达，换言之，使它成为国民核算系统的一个组成部分。由此可见，为了使环经损失能够真正参与和影响决策或政策制定，有必要使其计量与国民核算系统挂勾。
现在，为适应可持续发展的需要，世界上正大力倡导一种包含有环境内容的新的国民核算系统（A New National Accounting Systemwith Environmental Contents）。其中的环境内容部分， 通常是作为附属帐户（Satellite Account，有人译为“卫星帐户”）来处理的。 在构造环境帐户时，环境资产既需以存量形式出现，又需以流量形式出现。然而，从对决策的有效影响看，流量形式更为重要。这是因为：
1.环境资产具有多功能性。人们对这种多功能性的认识不是经过环境资产的存量形式而是通过存量的变化即流量形式实现的。
2.环境资产的多功能性必然产生多价值性。这些价值不完全能或基本不能由环境存量的市场价值反映，而必须通过环境资产存量的变化即流量对市场产生的影响反映出来。
3.由于环境资产的赋存形式不同，因而具有不同的开发利用可能性（包括不可利用性）。仅以环境资产存量纳入环境帐户，有可能导致对环境资产价值的高估或低估。环境资产流量恰恰表现了环境资产中直接与人类活动相联系的部分。这些流量的价值真实而确切地代表着环境资产的边际价值。
由此可见，环境资产流量在环境帐户中应起着比环境资产存量更重要的决定性作用。
上述以环境资产流量为主线的环境帐户，对包括中国在内的绝大多数发展中国家具有特殊意义。这些国家面临着大体相似的紧迫的环境压力。在他们的工业化进程中，经济结构大体以劳动密集型产业与资源密集型产业为主，产业技术也较为落后，由此产生的环境污染和生态破坏已使国家的整个环境处于恶化中。并且，为了保持较高的增长速度，这种环境恶化有着进一步加剧的趋势。因此，发展中国家的紧迫要求，主要不是对其环境资产存量进行核算，而是首先对其环境资产的流量（即破坏量）进行核算，从而在涉及环境问题的各项发展内容上制定相应的政策，——首先，遏制恶化趋势，使之不造成不可逆性损失；其次，使恶化所形成的环境成本能为持续发展战略所接受。
为什么要进行中国的环经损失计量呢？三句话，为了有效地参与和影响中国与环境有关的决策与政策制定过程，为了使与国民核算系统挂勾，为了最终形成一个以环境流量为主线的环境帐户。
三、中国环经损失计量的方法学构架
环经损失计量研究的核心问题是完善与规范这一计量的可计算性。为此，在方法学上，本节首先提出这一计量的概念构架；其次，解释与说明环经损失计量涉及的四类变量；第三，描述与分析环经损失计量的三个计算过程；第四，讨论环经损失计量中的各种时变处理。
1.概念构架
环经损失计量是一个从环境破坏状况到环境帐户表达的全过程。这一过程的可计算性应表现为由基本环境数据可计算出环境帐户中相应栏目之值。其中，基础环境数据应是由国家各级环境保护部门公布的环境监测数据。这样，整个计量过程可以概念性地表示为图1。
┌────┐ ┌─────────┐ ┌──────────┐
│环境状况│→│环境破坏引起的实物│→│实物型损失的货币化 │
││ │型损失│ ││
└────┘ └─────────┘ └──────────┘
┌────────────┐
→│环经损失在环境账户中的表│
│达 │
└────────────┘
图1.环经损失计量流程
图1表明，整个环经损失计量包括着四个部分， 它们分别对应着四类变量：即①环境状态变量；②实物型损失变量；③实物型损失的货币化变量；④核算变量。整个计量还包括三个主要的计算过程：即①由环境状态计算实物型损失；②将实物型损失货币化的计算；③将货币化损失归类为环境帐户中不同栏目的计算。下面将具体讨论上述四类变量与三个主要计算过程各自特定的内容和要求，以及计算模式的时变处理。
2.环经损失计算的四类变量
（1）环境状态变量
有三种环境状态变量：①以环境质量形式表现变量，②域内的污染源排放量；③域边界的污染物流出与流入量。这三类变量在环经损失计量中的功能是不同的。环境质量变量将决定域内环境破坏引起的实物型损失。域内污染源排放量和域边界的污染物流出与流入量将决定环经损失制造者与承受者的经济责任、权利和份额。
（2）环境破坏引起的实物型损失变量
可以认为，有三类实物型损失：①急性实物型损失；②慢性实物型损失；③尚未完全确认的实物型损失。前二类大致是具有可视性或可测性的显性损失，后两类是具有较低或很低可视性或可测性的隐性损失。一般来说，显性损失是必须计量的。隐性损失是否纳入计量则取决于对它的认识的程度，如果确认程度较低，可弃而不计；如确认程度较高，可作估算。
（3）实物型损失的货币化变量
虽然货币变量是单一的，然而，不同实物型损失货币化的经济学涵意却是多样的。就“经济损失”而言，有伤害型损失，有抵御型损失，就“价值”而言，有与现时利益相联系的直接价值和间接价值，有与代际利益相联系的选择价值，还有与现时和未来都有联系的存在价值。就“价格”而言，有直接由市场决定的价格，有经过不同的市场内部化途径（如剂量—响应法，替代成本法，模拟市场法等）产生的价格。这些经济学涵意上的差异，将影响着不同经济损失的货币化量值，影响着它们之间的可加性及在环境帐户中的表达。
（4）环境帐户的栏目变量
环经损失在环境帐户中的栏目设置应使环经损失能够适用与环境有关的经济、社会以至政治决策的需要。具体来说，这些栏目设置应与现有的国民核算系统的栏目规范相一致，应能区分环经损失中有着不同的经济学涵意的内容，应能区分各类环经损失的制造者与承受者。
3.环经损失的三个计算过程
（1）由环境破坏状况计算实物型损失
环境破坏状况，就污染而言，可以用反映环境质量的污染物浓度来表示，就生态而言，可以用生态资源的累积破坏量来表示[17,18]。 这样，计算由环境破坏导致的实物型损失，其关键是建立环境破坏状况（污染物浓度，生态资源破坏量）与各种实物型损失之间的函数关系。环境破坏的影响可以概括为三种形式：①扇式影响，即一种环境破坏可以产生多方面的影响；②链式影响，即一个环境破坏的影响可以沿因果链序列传递开去；③网式影响，即以上两种形式的综合。分清环境破坏的影响形式，将有利于函数关系的表达。大体而言，扇式影响，表现为迭加型（adding）关系，链式影响表现为关联型（combining）关系。 环境破坏状况与各种实物型损失之间的函数关系可以形式化地表示为：
F[,ij]＝f（D[,i]，S[,i]，T[,j]，P[,ij]）
（1）
式（1）可以称为实物型损失函数。式中， F[,ij]表示第i 类环境破坏所造成的第j类实物的损失；D[,i] 表示第i类环境破坏状态的量值；S[,i]表示第i类环境标准；T[,j]为第j类实物状态（存量）；P[,ij]表示第i类环境破坏造成第j类实物的损失的计算参数。在实物型损失函数中，D[,i]，S[,i]，T[,j]是已知量，参数P[,ij]是未知量。 它的量值择定是构造实物型损失函数的核心内容。P[,ij]的量值主要由三个方面的因素所决定。第一，P[,ij]取决于各环境破坏状态量的影响的可分离性。比如大气污染增加了人类呼吸道疾病的发病率与死亡率，水污染增加了人类消化道疾病的发病率与死亡率。这样，从对人体健康影响看，大气污染与水污染造成的损失是可分离的。另外，大气污染与水污染也会对农作物造成损失。如果它们的影响也是可分离的，那么，为了测量P[,ij]，必须首先把特定环境破坏状态量的影响从总体影响中分离出来。第二，P[,ij]的择定取决于上述被分离出来的特定环境破坏状态量影响的可测性。愈是具有明显可测性，则P[,ij]愈是专一，易于计量。否则，P[,ij]是相当模糊的。第三，P[,ij]的量值取决于由测量数据经过统计处理所构造的实物型损失函数的函数类型。显然，以线性函数，指数函数，幂函数等等表达实物型损失，各自P[,ij]的意义和量值是不一样的。
综上所述，为了构造表征环境破坏的实物型损失的函数，必须经由三个步骤：将这一环境破坏状态量的实物型影响分离出来；使这一影响具有相当乃至充分的可测性；对所测数据进行恰当的统计学处理。
（2）实物型损失的货币化
实物型损失的货币化看似简单，其实不然。原因之一是一项实物型损失可以涉及多项价值损失，如森林破坏。它会造成木材与其它林产品损失，会造成土壤侵蚀和水土流失损失，会造成景观与生物多样性损失。另外，一种环境污染，既会造成对人体健康和经济活动的损失，又会造成对自然生态系统的破坏。这些实物型损失的价值类型是不同的。有的属于直接价值，有的属于间接价值，有的属于选择价值，有的属于存在价值。因而它们的货币化途径也不同。不失一般化，实物型损失的货币化可以表示为下式：
M[,jk]＝g（F[,j],q[,jk]）
（2）
式（2）可称为货币化函数。式中M[,jk]表示第j 类实物损失所体现的k 类价值，F[,j]为第j类实物损失，q[,jk]表示第j类实物的k类价值的价格。式（2 ）这一货币化函数无疑表现了同一实物型损失的多价值特征。
在货币化函数中，关键问题是价格q[,jk]的择定。这是造成实物型损失货币化困难的第二个原因。在环境经济学与资源经济学中，直接价值损失大体可以利用市场价格来计算，间接价值损失可以用影子价格即对市场价格的干扰性影响（如边际价格）来计算，也有人用替代型价格来计算，选择价值损失和存在价值损失可以用实验市场法（如CVM ）获得的意愿型价格来计算。很明显，从市场价格到影子价格与替代价格到意愿型价格，愈来愈受脱离市场实践的主观意愿的影响。如同实物型损失函数中P[,ij]的质量优劣取决于影响的可测程度，货币化函数中 q[ ,jk]的质量优劣则取决于主观意愿的合理程度。
在实物型损失货币化中，不同价值计量方法将产生范围宽狭不等的误差。大体来说，采用市场价格，产生的误差与误差争议较小；采用影子价格和替代价格，产生的误差与误差争议则大些；采用意愿型价格，则产生的误差与误差争议最大。后者的误差往往是数量级的。因此，为了较为精确地使实物型损失货币化，对结果的表述不应仅是一个简单的数值，还应给出这一结果的可能的取值范围。这种经济损失的取值范围既是由实物型损失的量值范围造成的，又是由货币化时价格的量值范围造成的。
（3）将货币化损失归类为环境帐户的不同栏目
这一计算过程将直接产生具有各种决策意义和政策制定意义的数值类型。无疑，这些数值类型应与现有的国民核算系统的栏目相一致，相协调，相配套。这里涉及到两个重要问题：①环经损失的制造者与承受者的有关份额计算；②不同经济学涵意的环经损失之间的可加性问题。
在与环境有关的政策制定过程中，不仅需要知道环经损失，而且需要知道这些环经损失的具体的制造者与承受者，知道它们各自承担的份额。对于制造者和承受者的确认和对各自份额的计算必须联系污染物排放源和污染物输运状况。对一个区域来说，它们可以由环境状态变量中的域内污染源排放量、域边界的污染物流出与流入量、以及与污染物输运有关的相邻区域的环经损失来计算。这里可以遵循两条原则：第一，承受者所遭受的环经损失份额应与其受到的实物型损失成正比例；第二，制造者所承担的环经损失的责任份额应与其污染排放量对环境质量的影响成比例。制造者的责任份额之和应等于承受者的受损份额之和。
在与环境有关的政策制定过程中，为了使环经损失能够纳入成本—效益分析之中，必须对各种环经损失分量进行加总。然而，并非任何加总都是合理的，可行的。这取决于环经损失分量之间是否具有可加性。当为了适应环境帐户中的核算栏目而必须对有关环经损失分量进行加总时，有必要遵循以下原则。第一，以某类环经损失的加总形式表示的“成本”，其经济学内涵必须与其对应的“效益”相一致。第二，确保这两者之间不发生重迭计算。比如，总环经损失通常包含“抵御性支出”部分，这部分通常也作为产值计入GNP之中。因此， 当将总环经损失与GNP配对进行成本—效益分析时， 必须将“抵御性支出”从一方中扣除。第三，在加总时，要确保空间上与时间上的同一性，即时空区间的选择应与所论问题一致。
4.环经损失计算模式的时变处理
以上概述的环经损失的计算模式不能是一成不变的，而必须随时间的发展而变化，也就是说，它应是时变的。环经损失的大小，从根本上讲是由两个因素决定的：一是环境破坏状况，一是对环境资产的价值判断。之所以要对环经损失的计算模式进行时变处理，正是由于上述两个因素总是随时间而变化着。这是因为：
原因Ⅰ.随着人类活动方式的改变以及人类对环境认识能力的增长，“环境破坏”这一概念所涵盖的内容会不断扩大。为了能够反映与处置新的环境破坏内容，有必要对环经损失的计算模式作出相应的补充与调整。
原因Ⅱ.随着人类的经济和社会进步， 他们对环境质量的要求越来越高。对环境资产的价值判断越来越高，人类在环境质量要求与环境价值认识上的这些变化，有必要适时地恰当地反映到环经损失的计算模式之中，使之作出相应改变。
一般来说，原因Ⅰ的新的“环境破坏”内容的引入和原因Ⅱ中的环境质量要求的提高，主要会对“由环境破坏状况计算实物型损失”这一计算过程产生影响；原因Ⅱ中的“对环境资产价值的新的认识”主要会对“实物型损失的货币化”这一计算过程产生影响；而且，这两个原因又都会影响环经损失在环境帐户中表达。这一影响的大小可以从发达国家与发展中国家的环经损失计量的比较中表现出来，——尽管发达国家的环境破坏远低于发展中国家，但他们的环境破坏经济损失的绝对数值并不低，如折合成美元，可能比同等环境资源规模的发展中国家为高。这主要缘于对环境资源价值认识上的差异。
环经损失计算模式的时变处理，主要需要在三个层次上进行调整：
（1）由于新的环境破坏内容的引入，需要对计算项目进行补充。 比如，过去中国城市的大气污染，一直视为工矿企业的煤烟型污染。随着汽车（尤其是私人小轿车）的迅速发展，汽车尾气污染正占据日益重要的位置。过去中国城市的水污染主要是由工业废水造成的；现在，生活污水也正扮演日益重要的角色。这些新的环境破坏内容，将要求增补与改变有关实物型损失的计算项目以及环境帐户中有关环经损失制造者与承受者的计算项目。这些是计算项目的调整。
（2）在环境质量标准的选用上进行调整，也就是说， 以较高的环境标准替代过去采用的较低的环境标准，以较为完善的环境标准体系替代过去采用的比较简陋的环境标准体系。比如，中国的大气质量标准，主要是TSP与SO[,2]两项，发达国家则包含着更多的内容； 中国城市大气TSP与SO[,2]标准，都远远高于世界卫生组织（WHO）规定的限度（约有数倍之高）。很显然，选择的环境质量标准不同，对环境破坏的引起的实物性损失的评估也肯定不同。环境质量标准的调整，将直接影响着实物型损失函数（尤其是其中的参数P[,ij]的测定）。因此，也可将这一层次上的调整称为计算参数调整。
（3）在实物型损失货币化中对价值和价格的调整。 随着人类对环境资产价值的新的认识，将会影响在货币化实物型损失时的相关价格的选择。它会影响市场类价格，也会影响影子价格和替代价格，尤其会影响由实验市场法（如CVM等）确定的意愿型价格。 发达国家对环境资产的价格评估普遍高于发展中国家，特别是意愿型价格的差距更大。可以将这一层次上的调整称为计算价格调整。
环经损失计算模式的时变处理并不需要年年时时地进行。它可以也应当在一定时段中保持稳定性。环经损失计算模式的调整应当遵循以下三条原则：第一，与对环境问题的重大认识相一致（如：温室效应，臭氧层破坏，污染特征的改变，对环境功能的新认识等等）；第二，与社会经济发展的阶段性相一致（主要反映于环境标准与价格选择上）；第三，与国际环境条法（协议、公约、宣言等）相一致。
四、对关于中国环经损失的几项国内外主要研究的评论
在讨论了关于环经损失计量理应具有的计算框架、计算内容和计算方法后，现在有必要考察在中国环经损失计量上的理论与实践进展，考察尚存在的某些不足，并探讨改进与完善这种计量的可能途径。
本文的考察是以几项国内外的主要研究为对象。它们是：①过孝民，张慧勤主持的对中国第六个五年计划期间与1985年的环境破坏损失的计算[1]；②金鉴明等在90年代初期主持进行的对中国1985年（或86 年）典型生态区的生态破坏经济损失的计算[2]； ③由中国社会科学院环境与发展研究中心进行的对中国1993年环境破坏经济损失的计算；[ 3,4,5] ④由国家环保局环境与经济政策研究中心进行的对中国1990 ， 1992 ， 1994 污染破坏经济损失的计； [ 6] ⑤由曼尼托巴大学（University of Manitoba）教授Vaclav Smil 为代表的美国东西方中心进行的中国1990环境破坏经济损失计算；[7] ⑥由世界银行中国与蒙古局主持的中国90年代中环境污染的经济损失计算[8]。 这些研究的课题内容见于表1。
表1 关于中国环经损失的几项国内外主要研究的课题内容
课题内容过一张模型金鉴明等中国社会科学院环境
污染破坏的
与发展研究中心
经济损失 √○√
生态破坏的
经济损失 √√√
课题内容 国家环保局环境美国东西方研究中心世界银行
政策研究中心
污染破坏的
经济损失 √√√
生态破坏的
经济损失 ○√○|
据此，本文将就以下方面进行评论：①计算构架；②计算结果；③
计算内容；④计算的概念和方法；⑤计算参数；⑥误差。
1.对计算构架的评论
在第三章中已经指出，一个完整的环经损失计量应包括三个部分。这六项研究计算构架内容示于表2。
表2 关于中国环经损失的几项国内外主要研究的计算构架
过一张模型金鉴明
中国社会科学院环境与
发展研究中心
1.计算环境破坏
的实物型损失调查数据为主,理论假设为次
2.实物型损失
的货币化 √ √ √
3.将货币损失归类为
环境账户的不同栏目○ ○ ○
国家环保局环境 美国东西方世界银行
政策研究中心 研究中心
1.计算环境破坏 生态破坏:
调查数据与理论假设并重。
的实物型损失
时序推算
2.实物型损失 √
√
√
3.将货币损失归类
为环境账户的不同栏目
○
○
○
由表2可以看出，这六项研究都完成了实物型损失的货币化工作， 都没有涉及将货币化损失归类于环境帐户中的不同栏目的工作。这六项研究之间的主要差异在计算环境破坏的实物型损失方面。从中，可以概括为三种处理方式：
（1）以调查数据为主，理论假设为次。 这典型地表现为由中国自己进行的研究。他们是：过——张模型，金鉴明等的工作，中国社科院环发中心关于污染损失的计算，以及国家环保局政研中心的工作。这些工作高度重视数据的真实性。为此，在能利用环境状况数据计算实物型损失的地方，他们就利用环境状况数据；在不能利用环境状况数据计算实物型损失的地方，他们就不采用环境状况数据，而直接采用实物型损失的调查数据。这样做的优点，是确保了计量的真实可靠；这样做的缺点是放弃了为发展计量的可计算性而必需的完善逻辑。
（2）调查数据与理论假设并重。 这典型地表现为由外国人进行的研究，即美国的东西方中心的研究，世界银行的研究。这些研究高度重视逻辑的完善性。为此，在现有环境数据能满足计算逻辑的需要时，他们则采用实际数据，在现有环境数据（主要是参数）不能满足计算逻辑的需要时，他们则采用一些经验性假设。这样做的优点是计算逻辑清晰而且完整，具有较好的可证伪性和可辩护性。这样做的缺点是假设引起的误差难以测算。
（3 ）利用过去某一时间断面的环经损失以及时间断面之间的环境状况联系来计算现时环经损失。这表现为由中国社科院环发中心进行的中国1993年生态破坏的经济损失计算[4]。 这一计算依据于对金鉴明等人的1985年中国典型生态区生态破坏经济损失的修正，并依据1993年与1985年的中国生态资源数据的比较，计算1993年中国生态破坏的经济损失。环发中心在另一项关于中国1992年城乡工业污染损失计算[16]中，也采用了相似的思路。这样做的优点是，它确立了环经损失在时间断面之间关系的可计算性，从而为完善环经损失的计算性提供了一条途径；这样做的缺点是，计算结果的质量在很大程度上取决于历史上某一已知时间断面的环经损失的计算质量。
以上三种处理方式，它们的优点都具有独立的可资借鉴的意义，它们的缺点也可在彼此的校核中得到纠正，弥补与改善。
2.计算结果比较（Ⅰ）：污染破坏部分
表3 关于中国环经损失的几项国内外主要研究的结果比较
单位：亿元
研究承担者过一张模型金鉴明等①
中国社会科学院环
境与发展研究中心
(1983)
(1985) (1993)
环经损失计量栏目
大气污染
123.99 483.5
(32.50%)
(44.56%)
污 水污染
251.83③568.4
(66.00%)
(52.38%)
染 固废污染
5.73
33.2
(1.50%)(3.06%)
破 污染损失之和 381.55 1085.1
占当年GNP的6.75% 3.16%
坏 百分比
11359 359.55 584.27
生 森林 (22.83%) (345.59%)(43.36%)
2.2 157.77 123.53
草原 (0.44%)
(15.18%) (9.17%)
363.28 463.79 516.26
农田 (73.02%)
(44.61%)(38.31%)
态18.45 58.41 123.44
水资源(3.71%)(5.62%) (9.16%)
湿地
破 土壤侵蚀
人致灾害1013.0
生态
损失之和 497.521039.52 2360.5
占当年GNP的
坏 百分比 8.9% 12.47%
6.87%
环经损失之和 883.08 3445.6
占当年GNP的百分比 15.6% 10.03%
研究承担者 国家环保局环境 美国的东西世界银行
政策研究中心方研究
(1992)
(1990)
(1997)
环经损失计量栏目605.2
151(±41) 4110
大气污染 (55.19%)
(41.14%)(92.8%)
477.61185(±21.5)
320
污 水污染 (43.56%)
(32.29%) (7.2%)
13.7 97.5(±7.5)
染 固废污染(1.25%)
(26.57%)
破 污染损失之和
1096.5
367(±70) 4430
占当年GNP的
坏 百分比4.5% 2.1(±0.4) % 7.7%
557(±158)
生 森林 (58.48%)
45.5(±8.5)
草原
(4.78%)
91(±32)
农田
(9.55%)
态
68.5(±18.5)
水资源 (7.19%)
3.5(±1.5)
占当年GNP的
坏 百分比 8.9% 12.47%
6.87%
环经损失之和 883.08 3445.6
占当年GNP的百分比 15.6% 10.03%
研究承担者 国家环保局环境 美国的东西世界银行
政策研究中心方研究
(1992)
(1990)
(1997)
环经损失计量栏目605.2
151(±41) 4110
大气污染 (55.19%)
(41.14%)(92.8%)
477.61185(±21.5)
320
污 水污染 (43.56%)
(32.29%) (7.2%)
13.7 97.5(±7.5)
染 固废污染(1.25%)
(26.57%)
破 污染损失之和
1096.5
367(±70) 4430
占当年GNP的
坏 百分比4.5% 2.1(±0.4) % 7.7%
557(±158)
生 森林 (58.48%)
45.5(±8.5)
草原
(4.78%)
91(±32)
农田
(9.55%)
态
68.5(±18.5)
水资源 (7.19%)
3.5(±1.5)
表3 列出了国内外主要的六项研究关于中国环经损失的计算结果
①金鉴明等人的研究只提供了中国典型生态区生态破坏经济损失的计量结果，未提出全国生态破坏经济损失的结果。本栏目所列的结果是利用金鉴明等的典型生态区损失和徐嵩龄提出的1985年由典型生态区向其它地区的空间扩算系数而计算的。
②本栏目所列的仅为中国大气污染对人体健康的影响。原计算值为448.81亿美元，以1美元＝8.2元人民币汇率转算，则得3680亿元。
③水污染损失包括有农药污染的95亿元。
这里所作的比较是在加总意义上或部分加总意义上进行的，主要从宏观角度评价和分析这些计算结果，讨论它们的可信程度或可接受程度。表3中所列各类经济损失的实际量值皆为当年价， 它们是不便于进行比较的。为此，比较将以经济损失的相对量值进行。有两类相对量值：一类是总环经损失在当年GNP中所占的百分比； 一是各类环经损失在总环经损失中所占百分比。
比较分两部分进行：一是污染破坏部分；一是生态破坏部分。
中国污染破坏造成的经济损失问题主要涉及到五项研究。他们是：过——张模型，金鉴明模型，中国社科院环发中心（郑易生），国家环保局政研中心（孙炳彦），以及美国的东西方中心（Smil），也部分地涉及徐嵩龄对1992年中国工业污染经济损失计算和世界银行关于90年代中期中国大气污染和水污染的经济损失计算。从表3， 不难获得如下结论：
（1）中国80年代前期环经损失约为GNP的6%，在90 年代前期约为GNP的2—4%。尽管这些数据的准确性程度不高， 但它们大致说明了一种总体趋势：在1980—1995期间，中国环境破坏的速率低于经济增长率，环境管理是有一定成效的。
（2）对中国90年代前期的环经损失有不同的估计。 美国东西方中心的Smil的结果最小（约为GNP的2%）；国家环保局政研中心孙炳彦的结果最大（约为GNP的4.5%），这一结论部分地受到徐嵩龄另一计算途径所获独立结果（4.7%）的支持，徐的结果尚不含农药污染问题； 中国社科院郑易生的结果居于Smil与孙炳彦之间。如果假设各项研究中技术性错误的概率相同，那么，一个可取的结论应是Smil，郑易生，与孙炳彦三者的平均值，即90年代前期中国环经损失约为GNP的3.25%。 这一数值接近于郑的3.16%。考虑到郑的方法学特色在于主要依靠较为详细的实际调查数据。因此，以GNP的3.25%来估价中国90 年代前期的环经损失是可信的。
（3）世界银行报告（No.16481—CHA）估计中国在90年代中期环境污染造成的年度经济损失相当于GNP的7.7%。这一估值远超过上述郑易生，孙炳彦以及Smil的估计。尤其值得注意的是，这一报告认为：在中国污染造成的经济损失中，水污染造成的经济损失仅占7%， 大气污染造成的经济损失占93%；在大气污染造成的损失中，人体健康方面的损失占90%，酸雨造成的损失占10%；而且，仅仅大气污染的人体健康损失一项，就已超过了郑易生，孙炳彦，Smil等项研究的中国全部污染的总损失。这些结论是与中国环境研究界，管理界以及公众的直觉不相符合的。中国方面的共同感觉是，现时中国的水污染造成的损失高于大气污染的损失；中国水污染对人体健康造成的损失不低于大气污染的人体健康损失；中国污染造成的非人体健康类损失不低于人体健康类损失。世界银行这一报告的撰写者解释说，《报告》提出大气污染造成的人体健康损失值是经过仔细核算的，而水污染损失，则直接采用中国方面过去研究的结果。如果假设《报告》对大气污染的健康损失计算是正确的， 同时再结合中国方面关于水污染损失方面的一致感觉， 那么中国在90年代中期的年度污染损失会超过GNP的20%。 这一逻辑推论是难以使人置信的。它也从一个侧面说明，世界银行报告对中国污染损失的计算有着相当的并不科学和客观的成分，其结论是应当质疑的。本文在后面将进一步分析导致这一结果的有关原因。
（4）考察以上四项研究中各类污染破坏经济损失之值， 还可提出值得进一步思考的三个问题：
①在过——张模型与郑易生的工作中，水污染的损失高于大气污染的损失，但在孙炳彦与Smil的工作中，大气污染的损失超过水污染的损失。这种在污染损失排序中的倒置现象的原因是值得思考的。
②在过——张模型，郑易生和孙炳彦工作中，固废污染的损失仅占总环经损失的1～3%，但在Smil工作中，固废污染的损失占总环经损失的的26%。它们的差异甚巨，其中的原因值得思考。
③在过——张模型，郑易生、孙炳彦以及Smil的工作中，大气污染对人体健康破坏的损失为（40—260）亿元这一范围， 大气污染的总损失为（124—605）亿元这一范围，污染破坏的总损失为（370—1100 ）亿元这一范围，世界银行关于中国90年代中期大气污染对人体健康破坏的经济损失为3680亿元。因而，有必要探讨形成这些差异的原因。
对于上面三个问题，本文将在后面予以讨论。
3.计算结果比较（Ⅱ）：生态破坏部分
生态破坏部分的计算结果比较，涉及到过——张模型，国家环保局金鉴明等的工作，中国社会科学院环境与发展中心徐嵩龄与张晓的工作，美国东西方中心Smil的工作。根据表3所列数值， 不难获得如下结论：
①根据过——张研究和金鉴明研究，在80年代中国生态破坏的经济损失约为GNP的9—12%；根据徐嵩龄、张晓研究和Smil研究，90年代中国生态破坏损失约为GNP的5—7%。 这两个时期的生态破坏损失值差异固然有计算方法优劣的影响。但它总体上也说明了中国生态破坏的速度低于经济增长的速度，并且在一定程度上反映了中国生态保护的效益。
②这四项研究都包括了森林、草地、农田、水资源等破坏的经济损失。其中，Smil计算的土壤侵蚀的经济损失，在过——张工作、金鉴明工作及徐嵩龄工作中，已分别计入森林、草原、农田等栏目中；Smil计算的湿地破坏的损失也部分地反映于金鉴明、徐嵩龄的水资源破坏的损失中。此外，张晓的研究包括了生态破坏诱发的人致灾害损失。这是生态破坏经济损失计算应当计入的。当我们利用徐嵩龄—张晓结果和Smil的结果来评估中国90年代前期生态破坏的经济损失时，需要考虑到彼此缺失的影响，需要将有关的遗漏计入。在张晓的计算中，灾害型生态破坏损失占GNP的2.95%，非灾害型生态破坏损失占GNP的3.92%。这样，为了评估中国九十年代生态破坏的经济损失，可以：①取徐——张计算中非灾害型损失与Smil计算结果的平均值，即
（3.9+5.4 ）
──────＝4.7%；
2
②适当地加入徐——张计算中的灾害型损失部分，即0.8×2.95 %＝ 2.3%。由此可得90年代前期中国生态破坏经济损失约为GNP的（4.7 + 263）%＝7.0%
③为了进一步考察各项研究中具体生态破坏类型经济损失计算的合理性，表3列出了它们在总的生态破坏损失中所占份额。其中， 徐——张研究中的份额是相对于总的非灾害型生态破坏损失计算的。这样做是为了可以与其他研究进行比较。根据表3 所列各生态破坏类型的经济损失的相对份额大小，可以从纵向与横向两个角度进行比较。首先从各生态破坏类型经济损失的排序看，在四项研究中，草原破坏损失与水资源破坏损失基本处于末端，森林破坏损失与农田破坏损失基本处于前列。然而，在过——张研究与金鉴明研究中，农田破坏损失位居第一，森林破坏损失居于第二；在徐——张研究与Smil研究中，农田破坏损失位居第二，森林破坏损失位居第一。显然，这里发生了不同生态破坏类型经济损失排序的颠倒。其次，在四项研究中，同一生态破坏类型经济损失所占份额的量值分布相当离散：森林破坏损失所占份额的量值范围为23—60%，草原破坏损失为0.44—15%，农田破坏损失为9.5—73%， 水资源破坏损失为3.7—9.2%。它们的高低值相差有几倍至十几倍之多。以上表现在不同生态破坏类型经济损失排序上的混乱以及在同一生态破坏类型经济损失的量值上的混乱，说明有关的计算合理性还是值得质疑的，有必要弄清其中的原因。
4.计算合理性分析（Ⅰ）：计算内容
在第4.2和4.3节对五项研究的结果的分析中，对若干量值提出了质疑。这些实质上是计算合理性问题。环经损失的计算合理性是由三个方面构成的，即计算内容的合理性，计算概念与方法的合理性，以及计算参数的合理性。下面将逐次就这些方面加以考察。
所谓“计算内容”，是指具体的计算细目。计算内容的合理性应当表现为：计算细目的全面，即它不应有所遗漏；计算细目的独立，即不致造成重复计算；计算细目的恰当，即计算细目的设置是有充分理由的，而不是似是而非的。
对于污染破坏经济损失的计算，既涉及污染源方面，又涉及污染受害者方面。现在中国的主要环境污染源有四类。它们是：城市工业污染源；城市生产污染源；乡镇工业污染源；农业污染源（化肥、农药）。过——张，郑易生，孙炳彦以及Smil的工作对这四类污染源的涉及程度是不一样的，详见表4。
表4 四项研究与中国主要污染源类型的关系
过张一模型 中国社会科学院环境与发展研究
中心郑易生
城市工业污染源√√
城市生活污染源- -
乡镇工业污染源○√
农业(化肥、农
药)污染源 √√
国家环保局环境政策 美国东西方研究中心
研究中心孙炳彦 Smil
城市工业污染源 √ √
城市生活污染源 -
-
乡镇工业污染源 ○ ○
农业(化肥、农
药)污染源
○
√表示完全包括-表示部分包括○表示不包括
由表4可以看出：这四项研究均考虑城市工业污染源； 过——张以及郑易生考虑了农业污染源，Smil只是对此有所考虑但不充分；仅有郑易生考虑了乡镇工业污染源。另外，这四项研究对城市生活污染源的考虑都是不充分的，他们大多仅将城市生活污染源的影响置于城市某些环境质量指标中加以考虑，他们基本上都未考虑中国城市的新兴污染问题，如汽车尾气与交通污染，室内环境污染等。上述差异对污染破坏损失计算的影响是很明显的。这可以以郑易生与Smil的结果比较为例，加以说明。由于乡镇工业污染源与农业污染源所造成的破坏主要在农村，所以如果污染损失计算不包括这两者的影响，那么必然导致对水污染破坏损失和其中对农业破坏损失的低估。在郑易生的结果中，水污染损失占全部污染损失的53.38%， 水污染造成的农业损失占全部水污染损失的51.9%。
在Smil的结果中，水污染损失占全部污染损失的32.29%， 其中水污染造成的农业损失占全部水污染损失的25.42%。显然，Smil 的两项损失份额都比郑易生为低。Smil忽视了乡镇工业污染与化肥、农药污染应是一个主要因素。
除了污染源方面的问题外，计算内容的合理性问题还出现在污染受害者方面。以考虑污染源因素比较全面的郑易生的研究看，他在污灌损失中考虑了减产与质量下降的损失。然而，他又另行计算了农产品超标（即质量下降）的损失，以及农药、化肥污染引起的农产品超标的损失。显然，这三项损失计算中存在着严重的重复计算成分。
计算内容的合理性问题同样也出现在生态破坏的经济损失计算之中，这里一方面有本文前已指出的问题，即大部分研究没有考虑生态灾害的损失，其数值之大是绝不能无视的。这里还有另一方面的问题，即生态破坏的损失细目设置问题。现以森林破坏为例。过——张，金鉴明，徐嵩龄以及Smil对森林破坏损失的计算细目处理，详见表5。
表5 四项研究关于森林破坏的经济损失计算细目
研究者过一张模型
金鉴明等
木材损失√ √
其它林产品损失 ○ √
泥沙流失○ √
养分流失○ √
蓄水√ √
破坏光合作用功能○ √
(制造O[,2],吸收
CO[,2]) ○ √
恶化人类居住质量○ √
破坏生物多样性 ○ ○
研究者 中国社会科学字环境与
美国东西方中心
计算细目 发展研究中心徐嵩龄
Smil
木材损失 √ √
其它林产品损失
√ -
泥沙流失 √ -
养分流失 √ -
蓄水 √ -
破坏光合作用功能 √ -
(制造O[,2],吸收
CO[,2]) ○ -
恶化人类居住质量○ -
破坏生物多样性 ○ -
设置符号√，-，○的说明，与表4相同
表5所列的各项损失细目， 的确都反映了森林破坏导致的各项功能价值的损失。然而这些损失是否具有可计算性则取决于：①它们能否被实物地定量化，②这些实物量能否被货币化。表5 表明：过——张除木材损失外，还计算了他们当时可以计算的森林储水功能破坏的损失；金鉴明等逐项计算了除生物多样性功能以外的其余所有损失；徐嵩龄是以金的研究为基础的，但他对森林制氧功能等的损失计算提出质疑[17]，因而他只采纳了金的计算中被认为是合理的部分，并加以改造；Smil除单独计算了木材损失外，他将其它功能的损失统视为森林生态功能的损失，并采用了中国长白山生态站的一个研究结果，即森林破坏的木材损失与生态功能损失之比为1∶1.5，这样做是可取的。
在生态破坏的经济损失细目设置中，也会出现重复计算的情况。以Smil的研究为例。在整个生态破坏损失的计算中，他既计算了中国森林破坏的生态功能损失，又另行计算了中国的土壤侵蚀的损失。然而，森林的首要生态功能就是水土保持。而且，中国的水土流失主要也是由于森林破坏造成的。因此，Smil的森林破坏损失与土壤侵蚀损失中，无疑有着较大的重复计算成分。
5.计算合理性分析（Ⅱ）：计算概念与方法
在所有的关于环经损失计量的研究中，都一致把环经损失理解为年度环经损失。因此，选择恰当的计算变量是关键的第一步。
对于污染破坏损失的计算，环境经济学界及本文评论的四项研究的认识与处理是比较一致的，皆是以现时环境状况与正常环境状况（或环境标准）进行比较，计算污染破坏的实物型损失。
对于生态破坏损失的计算，各项研究的认识与处理的歧义很大。过——张，金鉴明以及Smil的研究，皆以生态资源的年际破坏增量（即相邻两年的生态资源存量之差，即流量）为基础，计算年度生态破坏损失。徐嵩龄主张应以计算年与基准年（或基准存量）的生态资源存量之差为基础。进行计算，并称之为“生态资源的累积破坏量”。有关研究对生态资源破坏量的变量类型的选择，详见表6。