雙碳的基本內涵大全11篇

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篇（1）

國際貿易分工是優化資源配置、增進全球福利的基本手段。但貿易分工必然引發碳轉移排放。隨著發達經濟體日漸向服務和高新技術產業轉型，其高能耗、高污染的低端制造品越來越依靠從發展中國家進口。這種分工格局必然引發“發展中生產國通過出口貿易承擔發達消費國的能耗和環境污染”的碳轉移排放問題。目前國際社會采用的以“生產排放”為基準的碳減排核算方法沒有反映碳轉移排放的事實，不但有失公允，而且使得發達國家缺乏減排及轉讓減排技術的激勵，不利于全球減排的終極目標。準確計量貿易中的隱含碳及貿易引發的碳轉移排放，是融入“消費排放”準則，在國際范圍內合理分配碳減排責任的前提條件。本文以中英貨物貿易為例，準確測度貿易中的隱含碳及貿易引發的碳轉移排放，在分析其變動趨勢和影響因素的同時，試圖提供一個更加科學的碳排放與碳減排核算框架。

二、文獻綜述

源自貿易全球化對世界環境影響問題的關注，國外一些學者較早就意識到國際貿易中隱含碳的重要性。Wyckoff，A.W. and Roop，J.M.（1994）通過評估1984～1986年OECD最大的6個國家進口工業制成品的隱含碳，得出了“如果進口貨物占國內產品消費的比重很大，那么僅僅針對國內溫室氣體減排的政策將會大打折扣”的結論。Schaeffer，R.and Leal de Sa'，A.（1996）分析了1970～1992年巴西進出口貨物情況，認為發達國家正通過離岸生產向發展中國家轉移碳排放。Munksgard，J. and PederSen，K. A.（2001）提出了究竟是產品的生產者還是消費者應該為碳排放負責。Ferng，J. J.（2003）則建議用受益原則來分配因為產品消費所產生的污染物排放的責任。Ahmad，N. and Wyckoff，A.（2003）計算了24個國家國際貿易中的隱含碳，并且探究了貿易引發的全球碳排放的地理轉移趨勢。張曉平（2009）采用投入產出法分析了中國貨物進出口貿易產生的排放轉移效應，并指出中國出口商品內涵排放量在2000～2009年處于上升態勢。

近幾年，隨著氣候和碳排放問題的升溫和研究的深入，從雙邊貿易角度研究隱含碳和碳排放的文獻開始出現。Shui，B. and Harriss，R.C.（2006）估算得出中國對美國出口而產生的占每年中國碳排放總量的7%～14%。同時，由于中國大量使用煤炭作為能源并且制造技術缺乏效率，中美貿易在1997～2003年間使全球多排放了720百萬噸。You Li. and Hewitt C. N.（2008）估算了2004年中英雙邊貿易的隱含碳排放。結果顯示，通過中英貿易，英國避免了11%的碳排放。尹顯萍、程茗（2010）運用投入產出法對中美商品貿易中的內涵碳進行了測算，發現2000～2008年中國對美國內涵碳的年凈出口量高達1.42～6.73億公噸，占中國化石燃料碳排放總量的4.7%～10.9%。尹顯萍等（2010）從國家、部門和重點行業三個層次定量研究了中日商品貿易中的內涵能源問題，結果表明，對比日本同類部門，中國的生產部門傾向于更多的能源要素投入和對高能耗部門的依賴，間接反映出由生產技術特征決定的投入結構還處在較低水平，這些部門在出口產品時也為日本承擔了大量的碳排放責任。陳紅蕾、翟婷婷（2013）分別采用雙區域和單區域投入產出模型，估算中澳貿易的隱含碳排放，發現2007年以來中國在中澳貿易中為隱含碳凈進口國，即中澳雙邊貿易有利于中國經濟“節能減排”。

當前，絕大多數文獻僅僅采用“出口隱含碳”一個概念來分析或計算貿易轉移排放，進口隱含碳則以貿易伙伴的出口隱含碳來代替，并以此研究貿易對各國和世界環境的影響。然而，從“消費排放”的角度，進口隱含碳應該指如果進口品完全由本國生產（消費）所排放的，即“通過進口所避免的碳排放”，這樣，一國生產的碳排放量減去出口隱含碳加上進口隱含碳才會等于該國消費的碳排放量，一國出口隱含碳減去其貿易伙伴進口所避免的碳排放也才能反映該國出口對世界環境的凈影響。因此，與已有的文獻不同，本文引入“通過進口所避免的碳排放”這一概念，準確測度中英貨物貿易中的隱含碳及貿易引發的碳轉移排放，并進一步分析其影響因素及中英雙邊貿易對全球環境的凈影響。

三、出口隱含碳和進口所避免的碳排放的計算方法

（一）中國向英國出口的隱含碳計算

計算出口隱含碳的最基本方法是疊加本國不同貨物的出口額與該貨物每產值消耗的的乘積。但是，由于經濟各部門之間存在復雜的投入一產出關系，一種貨物所隱含的排放量并不等于生產該貨物的部門排放的（因為生產中使用的原材料、零部件等投入品也隱含，原材料、零部件又有其投入，投入又隱含……），必須通過投入產出模型才能計算每種貨物所隱含的碳排放。

環境投入產出表通過直接和間接的排放強度矩陣來闡釋產品生產給環境帶來的影響，是測度貨物隱含的碳排放的最佳選擇。但中國官方目前尚未公布環境投入產出表，因此本文借鑒張曉平（2009）計算中國對外貿易隱含碳的方法，根據里昂惕夫投入產出法的基本原理，來推算每種產品所消耗的，并進一步計算中國向英國出口貨物的隱含碳。

A、B矩陣是根據《2007年中國投入產出表》整理得出的17個部門間的投入產出矩陣①，假定研究期間部門間投入產出矩陣不變，即部門間的 直接消耗系數和完全消耗系數保持不變。

其中的數據由相應年份的《中國統計年鑒》整理得到。

中國第k年向英國出口貨物隱含碳總量為：

（二）英國向中國出口的隱含碳計算

目前，世界上許多國家已經采用環境投入產出表來估算產品生產對環境所帶來的影響，英國便是其中之一。英國官方最近一次公布環境投入產出表是在1993年。1993年環境投入產出表直接測算了英國91個產品部門直接和間接的排放量。因此本文依據該表計算英國向中國出口的隱含碳。

由于部門間直接和完全消耗系數變化、一次性能源消耗比例變化等原因，英國各個產品部門排放量并非一成不變。借鑒You Li和Hewitt（2008），本文根據一次性能源消耗比例的變化對英國1993年的環境投入產出表進行調整，以獲得其它年份各個產品部門的排放量。

（三）中國從英國進口所避免碳排放的計算

由于受到匯率和購買力平價的影響，用同等價值的金錢在中英兩國分別購買相同或相近的產品將會得到不同的數量。中國從英國進口某類產品的進口額并不等于由中國自己生產該類產品的國內價值。因此必須先通過相對購買力平價計算來自英國的產品的國內價值，然后計算中國從英國進口所避免碳排放。

相對購買力平價（RPPP）等于兩國貨幣的匯率（E）與兩國貨幣購買力平價（PPP）的比值，這里是人民幣/英鎊的匯率與中國/英國購買力平價的比值。由于人民幣和英鎊之間沒有直接的購買力平價轉換因子，因此我們以美元為中介來計算人民幣和英鎊間的相對購買力平價⑤。即：

計算結果見表1。

經過相對購買力平價調整后的第k年中國從英國進口所避免的碳排放為：

（四）英國從中國進口所避免碳排放的計算

同理，計算英國從中國進口所避免碳排放時，必須運用相對購買力平價對來自中國的貨物的英國價值進行調整。這里，英鎊對人民幣的相對購買力平價剛好是表1中人民幣對英鎊的相對購買力平價的倒數。因此，經過相對購買力平價調整后的第k年英國從中國進口所避免的碳排放為：

式（9）中，的含義及數據同式（6）。

在中英雙邊貿易中，如果排除統計口徑、方法、誤差等因素，中國對英國的出口額和進口額就分別等于英國對中國的進口額和出口額。因此，本文采用由中國商務部公布的貿易數據⑥。在計算中國對英國出口隱含碳以及中國從英國進口所避免的碳排放時，本文利用《2007年中國投入產出表》，歷年《中國統計年鑒》中關于行業產值及能源消費額，以及歷年中英貿易數據作為計算依據。由于投入產出表的分類、產品HS海關分類以及《中國統計年鑒》中行業和能源消耗分類都不盡相同，本文對數據進行了歸并整理，最后得到17個產品部門的數據。在計算英國對中國出口隱含碳以及英國從中國進口所避免的碳排放時，本文利用英國1993年環境投入產出表和中英貿易數據作為計算依據。在數據歸并整理時，中英貿易數據按照環境投入產出表的91個產品部門進行了歸并劃分。

四、計算結果及分析討論

（一）中英雙邊貿易中隱含碳的計算分析

1.中英雙邊貿易中隱含碳的總體情況

根據前述方法，本文計算了歷年中國對英國出口貨物中的隱含碳和英國對中國出口貨物中的隱含碳。如圖1、圖2所示，2004～2009年中國對英國出口貨物中的隱含碳介于76.17百萬～112.32百萬噸之間，英國對中國出口貨物中的隱含碳介于1.55百萬～4.08百萬噸之間。中國對英國出口貨物中的隱含碳以2006年為頂點，有一個先上升后下降的趨勢；而英國對中國出口貨物中的隱含碳要小得多，且呈持續上升趨勢。

以上兩圖得到的結論說明，在中英雙邊貿易中，中國是隱含碳的凈進口國，并且差額巨大。巨大的隱含碳差額一般都有巨大的貿易差額作支撐，因此我們把中國對英國貿易凈出口和中國對英國隱含碳凈出口進行對比，見圖3。圖3顯示，中國對英國隱含碳凈出口除了在2005年有小幅上升外，之后的年份呈持平下降趨勢，而中國對英國貿易凈出口則一直穩步上升到2008年，2009年才有所下降。兩者變化趨勢的不吻合說明，除了貿易差額外，還有其它因素影響出口隱含碳的變化。

圖4顯示，中國對英國出口貨物中的隱含碳占當年中國總排放量的比重從2004年的1.35%上升至2007年的1.71%后又下降至2009年1.44%，同樣呈現了先升后降的趨勢；而英國對中國出口貨物中的隱含碳占當年英國總排放量的比重從2004年的0.33%一路上升到2009年的0.75%。

圖3和圖4表明，2004～2009年中英雙邊貿易中，中國一直是隱含碳的凈出口國，六年間累計達到581.75百萬噸。并且，中國因中英貿易而產生的占本國總排放量的比重較高。這說明中國生產排放的有一部分是為了滿足國外消費需求而產生的。因此，不考慮碳排放轉移，按照現行的“生產排放”基準把這部分排放的責任推給中國是有失公允的。

2.影響中英雙邊貿易隱含碳變化趨勢的因素

一般來說，出口隱含碳主要受三方面因素影響：出口額、出口貨物結構以及出口國每生產1單位出口貨物所消耗的能源。由于出口貨物種類過多，不便于計算，因此本文用出口國每生產1單位國內生產總值所消耗的能源量，即能耗強度，來代替出口國每生產1單位出口貨物所消耗的能源。

（1）影響中國對英國出口貨物隱含碳的因素

觀察圖5可知，與中國對英國出口隱含碳相似，中國對英國出口額也呈現先上升后下降的趨勢，但是兩者達到峰值的年份不同，分別是2006年和2008年，因此可以推斷，中國對英國貨物出口額并非是其出口隱含碳變化趨勢的唯一影響因素。

圖6反映了2004～2009年中國對英國出口貨物結構的變化，各行業出口額的走勢與中國對英國總出口額走勢基本吻合。因此我們可以推斷，出口貨物結構的變化并非是中國對英國出口隱含碳變化（趨勢）的主要原因。

表2反映出2004～2009年中國的能耗強度一直處于下降趨勢，這一點直接解釋了中國對英國出口貨物隱含碳的向下變化趨勢。

綜合以上分析，中國對英國出口額的逐年攀升為中國對英國出口隱含碳提供了向上的動力，而中國逐年提高的能源利用效率則給出口隱含碳向下的壓力。在兩者的共同作用下，中國對英國出口隱含碳呈現了以2006年為頂點，先上升后下降的趨勢。

（2）影響英國對中國出口貨物隱含碳的因素

圖7顯示，2004～2009年英國對中國的貨物出口額和出口隱含碳的變化趨勢基本吻合。兩者在 2008年以前都呈快速上升趨勢，2009年由于受到全球金融危機的影響，出口額和出口隱含碳相對平穩或略有下降。由此可以推斷，英國對中國出口隱含碳在很大程度上受到其出口額的影響。

圖8顯示的是英國對中國出口貨物的分行業（按中國投入產出表的行業分類）數據。經過計算，2004～2009年英國機械設備制造業對中國的出口額占英國對中國出口總額的50%～60%，因此在一定程度上，英國對中國出口是由英國機械設備制造業出口所主導的。同時，其他行業出口額的變化趨勢與機械設備制造業出口額變化趨勢相似，因此英國出口貨物結構變化并未對其出口隱含碳變化產生重大影響。

表3描述英國的能耗強度。由于英國的能源利用率已經很高，所以其能耗強度下降緩慢，2009年的能耗強度甚至和2008年持平。因此，能耗強度的變化對英國對中國出口隱含碳的影響不大。

（二）中英雙邊貿易中進口所避免的碳排放及其影響

1.中英雙邊貿易中進口所避免的碳排放

（1）中國從英國進口所避免的碳排放

將相關數據代入公式（8），經過計算，我們得到圖9和表4。

由圖9得知，2004～2009年，中國從英國進口所避免的碳排放量介于6.38百萬～8.65百萬噸之間，并且總體處于上升態勢。

由表4得知，2004～2009年，中國從英國進口所避免的碳排放占當年本國總排放的比重很低，但總體處于上升趨勢。這意味著通過從英國進口貨物而不是由本國自己生產進口貨物，中國減少相當于本國總排放量0.09%～0.16%的碳排放。

（2）英國從中國進口所避免的碳排放

根據公式（9）以及相關數據，我們得到下頁圖10和表5。

由圖10得知，2004～2009年的中英雙邊貿易中，英國所避免的碳排放量大大高于中國所避免的碳排放量，從2004年的18.77百萬噸上升至2007年的35.98百萬噸后開始一路下降至2009年的27.22百萬噸。

由表5得知，在研究期間，英國從中國進口所避免的碳排放占當年英國總排放的比重從2004年的4.03%上升到2007的6.62%，此后開始下降，到2009年為4.99%。相比于中國從英國進口所避免的碳排放占中國總排放的比重，英國所對應的比重明顯較高。

2.中英貿易對全球環境造成的影響

（1）中國對英國出口對全球環境的影響

如果進口國通過進口貨物所避免的碳排放量小于出口國出口該貨物的隱含碳，就說明該貿易行為會造成額外的碳排放。英國從中國進口貨物的貿易很顯然就屬于這種情況。用研究區間內各年中國對英國出口隱含碳減去當年英國從中國進口所避免的碳排放，我們可以得到中國對英國的出口貿易將會多造成多少碳排放（即多余的環境負荷），如圖11所示。

通過從中國進口貨物，英國為本國節約了18.77至35.98百萬噸的排放。但是由于中國較低的能源利用效率，中國對英國出口這一貿易行為使得世界上多產生了相當于英國節約碳排放4.3倍到1.8倍的。而英國消費者則應為這些多產生的負責。如果這部分碳排放被劃歸于英國，英國不同年份的碳排放將會增加8.97%到17.37%不等。值得注意的是，由于中國逐漸提高的能源利用效率，中國對英國出口多產生的碳排放在2006年之后開始逐步下降。

（2）英國對中國出口對全球環境的影響

由于英國對中國出口的隱含碳小于中國從英國進口所避免的碳排放，因此英國對中國的出口貿易實際上會減少全球排放，對環境有正面影響，如圖12所示。英國對中國的出口貿易使全球少承擔的碳排放在2004～2009年之間比較穩定，浮動于4.11百萬～5.21百萬噸之間。

（3）中英貿易對全球環境的凈影響

將中國對英國出口對環境的影響與英國對中國出口對環境的影響進行加和，我們可以得到中英貿易對全球環境的凈影響。圖13顯示，中英貿易在2004～2009年對全球環境造成了負面影響，多產生的排放量介于44.38百萬～84.89百萬噸之間。但是從2006年開始，這種負面影響在逐年減小。

五、結論與啟示

（一）研究結論

1.中英雙邊貿易中隱含碳不平衡，英國存在通過貿易向中國轉移碳排放的現象

2004～2009年，中國對英國出口貨物隱含碳介于76.17百萬～112.32百萬噸之間，占中國當年碳排放總量的1.35%～1.71%。與此同時，占英國當年碳排放總量的0.33%～0.75%的英國對中國出口的隱含碳僅為1.55百萬～4.08百萬噸，遠遠小于中國對英國出口商品的隱含碳。由此可見，英國通過國際貿易向中國轉移了大量的碳排放。而這部分實際上在英國消費的碳排放，應該由英國承擔責任?！毒┒甲h定書》確定的以生產者為碳排放核算基礎的原則并不反映碳排放轉移，當然也不可能在全球范圍內合理分配碳排放責任。

2.中國對英國出口的隱含碳和英國對中國出口的隱含碳呈現不同變化趨勢

中國對英國出口的隱含碳以2006年為頂點，呈現先上升后下降的趨勢。在2006年以前，中國對英國出口額的增加主導了中國對英國出口隱含碳向上變動的趨勢；2006年以后，以能耗強度降低為代表的技術效應抵消了貿易規模擴大的規模效應，中國對英國出口的隱含碳開始下降。由于中國對英國出口貨物的結構在研究區間內并有明顯變化，因此結構效應不明顯。

英國對中國出口的隱含碳在2004～2009年呈持續上升態勢。在英國能耗強度和對中國出口貨物結構無明顯變化的情況下，英國對中國出口額的增加主導了出口隱含碳的上升趨勢。

3.中英貿易對全球環境有著負面的影響，但是這種影響在逐步變小。

存在貿易的中英兩國將比不存在貿易的中英兩國給地球帶來更多的排放。多產生的排放量介于4438百萬～84.89百萬噸之間。但是由于技術進步使得中國的能耗強度不斷減小，2006年之后的中英貿易給地球帶來的環境負荷正在不斷減小。

（二）啟示

1.重視碳排放轉移，爭取將其納入國際碳排放核算框架

篇（2）

因此，研究中既需要考察一經濟體當前絕對碳減排量，也同時考慮經濟發展要求、歷史累積碳排放和實際作出的累積碳減排努力程度，進行綜合評價和分析判斷，在下一階段國際碳減排磋商談判和實際碳減排決策中，有助于理性把握各經濟體實際碳減排努力程度和可能承諾，進行有效決策。

一、碳減排和環境產出

社會生產的環境友好性，要求納入環境產出因素，建立社會“環境―經濟”復合社會產出目標。假設社會產出包括經濟生產和環境生產兩個方面，兩者之間存在替代關系，但又具有某種聯合生產和范圍經濟特性[1]。其中，在本研究中，經濟產出以一經濟體GDP總量，環境產出以碳減排量（根據相對2005年基期2020年中國碳排放強度降低45%的相對減排目標，以2005年中國碳排放強度為基準參照強度，進行絕對減排量的換算，參考表1中計算公式）進行度量。借鑒生產可能性的概念，可知：在一定范圍內，存在通過技術進步或提高技術效率實現同時提高經濟產出和改善環境的社會生產調整路徑。從碳減排意義上來說，也就是兼顧實現經濟發展和碳減排的環境友好型調整路徑。

在主流環境經濟學理論中，通常把污染排放（包括碳排放）視為經濟發展的外部性效應或負的非期望產出（undesirable output），然后，將其導致的社會負收益或正成本通過內部化而納入經濟分析框架，用以研究環境資源和經濟資源的優化配置方式與調整過程。在采用DEA方法進行環境績效和效率評價時，該理論假設隱含設定負的非期望環境產出具有弱處置性，降低非期望產出，就需要減少正期望產出，不能滿足DEA模型產出最大化的要求，因而一般將求解目標調整為在兩者之間尋求平衡。為方便研究，對負期望產出的處理方法主要有負產出法、線性數據轉換法和非線性數據轉換法[2]。

根據IPCC定義，碳排放是7種主要大氣污染物按一定系數加總換算得到的等當量碳排放值，主要與能源利用有關，依據環境經濟學假設一般將其作為負期望產出。相對于一般污染排放的概念，碳排放與社會經濟發展過程的關系更為緊密和廣泛。根據IPAT模型，碳排放主要取決于人口規模（P）、經濟發展水平（A，人均GDP）和技術水平（T，一般采用碳排放強度表征）。STIRPAT模型將IPAT模型擴展為C-D函數形式，將碳排放量的變化歸因于人口數量、人均GDP、產業結構、城市化等指數化驅動因素的影響[3]。

不同于傳統的環境管理，降低碳排放影響的努力，不僅包括“主動”降低生產生活過程中與能源消費直接相關的碳排放（即碳減排），如能源利用清潔化、能源結構低碳化、能源效率與節能、碳捕獲/碳儲存（CSS）等，還應包括通過產業結構低碳化、增加碳匯（如植樹造林）、不破壞或不過度開發現有環境資源（或碳匯資源）、生活方式低碳化等“消極”或間接的碳減排和提高可排放容量的努力。該努力部份，特別是碳匯資源增量，具有長期的減排效應。該部分的減排努力不易測算，現有基于負期望產出假設的理論，對此未給予明確和充分的解釋。

與一般負期望環境產出假設不同，非負環境產出假設[4]認為，給定經濟生產和環境生產可替代，在社會生產可能性邊界內，社會生產目標是追求相對實現社會環境產出（Q）和經濟產出（P）的最優配置（即林達爾均衡配置）的“合意”目標，而不是一般意義上在徑向距離上逼近經濟生產前沿面。與碳減排概念相結合，把該“環境產出”概念界定為考察第t年及之前年份的累積碳減排量，滿足正期望產出假設，表示為：

進一步，假設碳排放量本文中有關變量，在未特殊說明的情況下，一般是指年均量。直接取決于一經濟體能源消費量及其含碳程度，碳排放量應當是實際發生的碳排放量。因此，與能源消費有關的碳排放量測算的基本方法，是采用各種一次能源消費與相應碳排放系數乘數再加總得到。碳減排量則是該變量的衍生概念，是指相鄰年份的相對凈碳減排量。作為累積碳減排量的環境產出概念，包括了對已實現碳減排成果（或環境存量）的保護。

采用環境方向產出距離函數的DEA生產效率測度理論，在有關研究[4-5]的基礎上，借鑒采用切克蘭德的“水平―結構―動態效率”三維度軟系統評價方法，提出了評價一經濟體社會生產環境友好性的指標集，對有關概念和評價指標及方法進行了進一步厘清界定、修正和拓展（表1），提取了有關評價指標集，用于對1980-2013年期間美國（USA）、歐盟（EU）、日本（JAP）、德國（GER）、印度（IND）與中國（CHN）的環境友好性進行評價、分析和比較。

同時，對其他國家水平指標的測算均以2020年中國經濟產出目標和環境產出目標作為參照指標，結構指標和動態效率指標測算方式不受影響。在國際比較中，水平指標和結構指標本身已經是相對指標，而對于動態效率指標，統一以1980-2013年期間中國對應指標的t-1期值作為參照進行測算，形成可用于比較的相對動態效率指標。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力。總的來說，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力?？偟膩碚f，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

二、數據準備

為了解中國環境生產水平及其效率相對國際水平的差異，選擇了發達經濟體美國、歐盟、德國、日本和同屬金磚四國的巴西、印度作為參照，視為經濟規模具有可比性的生產單元進行評價和比較。

2018年及以前各經濟體（包括中國）經濟產出數據，采用國際貨幣基金組織世界經濟展望2013（IMF WEO2013）的美元單位購買力平價GDP及增長率數據；為預測2019-2020年各經濟體GDP總量，采用二次指數平滑法（阻尼系數α=0.05）和IMF所預測2018年各經濟體貨幣對美元不變匯率預測各經濟體這兩年的GDP增長率。其他數據采取與中國類似的測算方式。

碳減排方面，以2005年中國碳排放強度（約1.039tC/萬美元）為參照基準。在碳減排量和環境產出測算方面，考察期（1980-2013年）內各經濟體碳減排數據參考BP公司的《2014年世界能源統計年鑒》，減排目標參考值分別設定為：歐盟承諾2020年前碳排放總量相對1990年降低20%，美國承諾2015年碳排放總量相對2005年下降17%，印度承諾相對2005年碳排放強度降低25%。以此為依據分別計算各經濟體2015年或2020年絕對碳排放量和環境產出。

另外，需要指出的是，由于采用中國2005年碳排放強度作為環境產出測算的基準強度，因部分環境產出指數測算不允許負值，因此采用各經濟體各年份環境產出值減去1980年中國環境產出（負值），進行坐標變換。這種情況下，采用該算法和坐標變換后得到的1980年環境產出值是零，但其他經濟體1980年環境產出值非零。該坐標變換會影響到中國相關指標考察期間的選擇，但不影響國際比較。

三、環境生產和環境友好性評價

（一）環境產出、GDP和人均GDP

采用經濟產出規模指標――購買力平價GDP（單位：10億美元）為橫坐標，根據新環境產出公式（式（1）），以2005年中國碳排放強度為參考強度，可換算得到美國、歐盟、日本、德國、印度與中國的環境產出值

因測算方法原因，結合滯后期影響分析，環境產出值均采用1986年及以后的數據。與環境產出有關的指數測算結果，也作相同處理。。將該環境產出作為縱坐標，可以看出新的“環境產出”（圖1a）、碳排放量（圖1b）與GDP的關系明顯不同。

特別是，在圖1a中，按新的概念測算，在同等約6.2萬億美元及以上GDP產出水平上，中國2007年環境產出水平略超過美國1994年的水平，而在圖1b中，在同等約4.6萬億美元及以上GDP產出水平上，中國碳排放量（2004年水平）開始顯著超過美國（1986水平）。顯然，兩者的涵義相反：實現同等經濟產出水平，后者意味著中國碳排放更高，前者則意味著中國同時實現了較高環境產出（累積碳減排），以新的“環境產出”概念進行指標評價，中國作出了更多的環境努力。總的來說，實現同等經濟規模，中美歐三者環境產出水平基本相近。

進一步，采用衡量社會經濟綜合發展水平的人均GDP指標（作為橫軸），分別以環境產出（以2005年碳排放強度為參考強度計算）和碳排放量作為縱軸（如圖2），可知：隨著人均GDP增長，歐美的環境產出水平高于德日巴3國，歐盟顯著高于美國；考察期內，除中印外的其他經濟體碳排放量增長明顯趨于平緩，歐盟和德國甚至開始下降，呈現明顯的“碳脫鉤”[6-7]。需要重點指出的是，在人均GDP低于1萬美元水平上，隨著人均GDP增長，中印兩國碳排放量和環境產出量都顯著“雙高”于其他經濟體，中國的增長曲線更為陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中國碳排放量遠高于印度，環境產出則反之。

總體上，“環境產出―GDP（表征經濟規模）”、“環境產出―人均GDP（表征社會經濟發展水平）”兩組變量數據分別呈現出明顯不同的關系模式（如圖1a和圖2a）。

式（12）說明：環境產出與經濟發展水平（人均GDP）、當期與基期的廣義技術差距（碳排放強度之差）和人口規模POPt有關。同時可以看出，環境產出與人口規模之間的關系，與碳排放IPAT公式的簡單關系刻畫有所不同。

基于以上關系描述，可以初步理解，中印“雙高”的原因主要在于：一方面，因經濟增長迅速和高碳能源結構等約束，兩國碳排放增長迅速；另一方面，依據本文環境產出測算方法，兩國環境產出增長迅速與人口規模增長、GDP/人均GDP雙增長和年均碳減排量高等原因有關，說明考察期內隨著社會經濟發展水平提高，兩國也同時付出了很大的碳減排和環境生產努力，GDP的能源消費及相關碳排放強度下降明顯。

對應來看，美歐德日巴5個經濟體環境產出增長與碳排放趨勢在內涵上基本一致，即環境生產的增長主要是由碳減排推動。其中，美歐德主要是通過加大碳減排力度和促進碳排放脫鉤，來實現環境產出提高；而日巴也呈現出一定的環境產出與碳排放“雙略增”的趨勢，原因在于兩國因經濟增長影響碳排放有所增加，具體而言是：仍未走出經濟增長停滯“怪圈”的日本近年來的經濟增長有所復蘇，同時因暫停核電開發，增加了碳基能源消費；巴西則是處于經濟追趕階段的發展中國家，經濟增長及其規模效應推動了碳排放的增長。

（二）基于“水平―結構―動態效率”三維指標的測算和比較

1.水平相對指標的測算和比較

由測算得到各經濟體經濟產出（EL）和環境產出水平指數（ENL）、“經濟―環境”綜合發展水平指數（EENL）（圖3），可得以下發現。

經濟產出水平指數（EL）：結合IMF WEO（2014）預測，2020年前中國GDP（PPP修正）將一直處于快速增長過程，2020年美國和歐洲經濟規模將相當于中國的約90.89%和83.33%，其他國家都被遠遠超越。

環境產出水平指數（ENL）：考察期內，中國環境產出在2008年和2009年分別超過德國和日本，僅次于歐美位居第3。但是，在考察期內，德日兩國環境產出水平相近且始終保持平穩，歐美分別在1983年和1993年才超過兩國，說明德日始終保持較高的低碳化水平。

進一步，采用變異系數法測算不同經濟體在發展過程中對環境產出和經濟產出的權重（表2）。變異系數用以描述期內各經濟體對于實現環境和經濟產出目標的難易程度。結合本研究可知，變異系數越大，意味著對應環境努力程度更高。所測算得到的權重系數，可用于評價考察期內對該項指標實現的側重程度。

由各指標結果可以看到：考察期內，中國環境產出水平相對最低，歐美水平較高，其他相近；歐美中的努力水平較高。由于基礎相對較差，中國環境產出改善的效果最為明顯。在經濟產出方面，中美歐努力水平（變異系數）較高，但中國改善程度最大。整體看，中國對經濟發展和環境的政策偏好與歐美相近，說明考察期內中國在致力于社會經濟發展方面以歐美發展模式作為了主要參考，同時取得了經濟環境“雙快速增長”的良好成績。日德巴印4國均相對側重于經濟發展，主要與這些國家環境基礎條件保持較好有關。中國要真正實現環境和經濟協調的低碳化發展，下一階段應提高環境產出權重，加大環境努力。圖3 “經濟―環境”綜合發展水平指數

“經濟―環境”綜合發展水平指數（EENL）：該指數測算采用Fisher指數構造方法。環境產出和經濟產出的測算均以中國2020年目標水平為參照（標準化為1），因此，據此得到的中國2020年“經濟―環境”綜合發展水平指數也是標準化值1。

由圖3可知，歐美發展水平明顯高于除中國外的其他經濟體，但中國追趕速度很快。印度增速也較快。從“環境―經濟”協調程度改善（綜合指數增速）的角度看，中國改善最快，歐美次之，印日德巴4國增長平緩。但是，需要說明的是，中國該指數的改善主要得益于快速經濟增長的貢獻。

2.結構指標的測算和比較

考察期內，依據碳排放強度指標，各經濟體廣義碳減排技術水平基本處于持續進步狀態，即碳排放強度持續降低，與多數研究結論一致。但是，依據評價廣義環境技術進步的環境生產強度（單位與碳排放強度相同）指標，結論卻顯然不同（表3）。

總體上，各經濟體環境強度有趨同趨勢，中國技術進步水平最低，但改善最為明顯；歐美技術進步水平相對穩定；德日巴印的所謂“技術退步”狀態，主要原因在于GDP增速高于環境產出增速，其中，印巴兩國更多地強調了經濟增長。

環境友好指數是社會產出和環境產出的無量綱化比值，說明的是一經濟體在社會發展中趨于環境友好的程度。2020年中國該指數取值為1。雖然這并不完全標志著該年份中國的“環境―經濟”生產滿足目標“合意”配置，但不影響國際間比較。

由圖4和表4看出，各國社會生產的環境友好程度呈現明顯的趨同趨勢。

考察期內，中國社會生產的環境友好程度底子薄，雖在整個考察期內呈提高趨勢，但橫向比仍最低。

德日歐美環境友好程度高，發展平穩。結合實際看，4經濟體經濟發展水平也較高，說明采取了較合理的社會發展方式。其中，美歐人口和經濟規模與中國相近，在環境生產上采取“踩碎步”的改進模式，具有更高的可比性和借鑒意義。日德的環境友好程度一直好于歐美，指數略趨降的原因是考察期內總體上GDP增長超過環境產出增長。

圖4 環境友好指數國際比較

巴印兩國則是在較低經濟發展水平上實現的“高”環境友好性。并且，在考察期內，兩國環境友好程度明顯下降，應與兩國側重經濟增長的發展模式有關。

3.動態效率指數的測算和比較

動態效率基本指數集包括對環境產出的總體績效（DENP）、廣義技術進步影響（DENT）和經濟產出影響（DEEN）的3項評價指數，是基于相鄰年份環比關系對單一經濟體環境生產的動態評價。該類指標只能用于經濟體自身動態效率的縱向比較。此外，為更便于辨析環境產出和碳排放概念及其應用的不同，也分別給出考察期內經濟增長（DCEP）和技術進步（DCTP）對碳排放影響的動態指數變化情況，測算方法相同。

由測算結果（如圖5）可得以下結論。

第一，對所有經濟體，考察期內經濟增長對環境產出的動態影響均基本為負向效應（DEEN

第二，在廣義技術進步對環境產出動態影響方面，在整個考察期內對中國始終保持正向效應（DETP>1）且最為顯著，但作用逐漸減弱；對歐美在多數年份保持平穩正向效應，變動很小，對歐盟作用強于美國；對其他4國均基本保持負向效應（DETP

第三，依據DCEP指數，考察期內經濟增長對碳排放的影響，對發達經濟體而言，對歐盟和德國在約1/2年份和對美日在約1/3年份呈現正向效應。

大體以1996年和2001年為兩個標志性年份，經濟增長對4個發達經濟體碳排放的影響方式分為三個階段：1980-1996年和2001年后4個經濟體的影響模式相近，1996-2001年期間有所差異。對中巴印3國，經濟增長的碳排放效應均呈負向效應（DCEP

第四，依據DCTP指數，在整個考察期內對各經濟體，廣義技術進步對碳排放均基本呈正向效應，對中國作用相對最為顯著。

進一步，采用同年份中國環境產出及其強度、碳排放及碳排放強度、GDP數據作為參照，僅選取廣義環境技術進步可比指數（正向指標，簡寫為RENTP，測算公式如式（13））和廣義碳減排技術進步可比指數（負向指標，簡寫為RCTP，測算公式如式（14）），用于比較同期其他經濟體與中國的廣義環境技術和廣義碳減排技術進步差距。

由測算結果（如圖6）有以下發現。

其一，考察期內，各經濟體之間及其與中國的廣義環境技術進步差距，均呈現迅速縮小和趨同的趨勢。依據RENTP指數，總體上，發達經濟體均保持較高技術進步水平，德日兩國高于歐美。僅依據表面指數值，巴印兩國廣義環境技術進步衰退明顯，原因在于初期兩國經濟發展較低，碳排放水平低，近年來也采取了側重經濟增長的發展模式。

其二，依據RCTP指數，考察期內，各經濟體的廣義碳減排技術進步影響的變化趨勢趨同，且均明顯高于中國。但是，巴西的廣義碳排放技術退步明顯。

4.基于2020年碳減排承諾的預期環境友好特征評價和國際比較

以2020年預期GDP標準化為參照值1，以及根據中國承諾測算的2020年碳排放量（1 026 652萬噸），相應環境產出量（2 962 654萬噸）也標準化為參照值1，可知2020年中國環境友好指數和復合產出水平指數也是1。

由表4可知，以2020年中國各環境生產相關指數為參照，日德兩國環境產出水平最高，環境技術進步水平也最高。經濟發展處于較低水平的巴印兩國，環境產出水平和環境友好程度較高的原因在于既有的高環境存量，其環境技術水平較高內涵意味著對環境存量的保護工作開展得好。歐美兩經濟體與中國經濟規模相近，但環境友好程度、環境產出水平和碳減排技術進步程度均高。比較可知，中國“經濟―環境”復合生產水平高的原因，主要在于經濟發展的貢獻，在以碳減排努力為代表的環境生產領域仍亟待努力。

具體而言，測算得到的中國2015和2020年環境友好指數反而相對之前明顯降低。以2020年環境友好為1，考察期內1990年至今的環境友好都高于1。這說明中國現有碳強度減排承諾目標偏低或經濟產出目標過高，“環境―經濟”生產目標制定的環境友好性偏低。

四、經濟增長對碳排放和環境產出的影響分析

根據前述定義，可以將環境產出看作受經濟增長、直接碳排放和影響碳排放的其他間接因素等影響的趨勢性成份和周期性成分的疊加。HP濾波方法可以幫助剔出周期性成分影響，保留某一影響因素的趨勢性成份。

這里，采用HP濾波方法，對各經濟體，在碳排放和環境產出序列中分別剔出經濟產出（GDP）周期性因素的影響，識別經濟影響的趨勢性成份（如圖7），用以說明一經濟體經濟增長對于自身碳排放影響（DCEP）和環境產出影響（DEEN）的不同趨勢特征。該趨勢成份值大于1，說明經濟增長對該方面影響呈正向效應；趨勢成分值小于1，則說明呈負向效應。

依據結果可以看到，各經濟體經濟增長對環境產出的凈影響總體呈負向效應，也就是說，經濟增長在一定程度上會抵消碳減排努力。而對碳排放則因經濟體不同而不同。相應的趨勢影響分析（表5）也能夠說明經濟與環境產出、碳排放存在不同的趨勢效應。

五、政策建議和結論

本文采用基于正期望產出假設的環境經濟分析理論，對中國和美歐等7個主要經濟體的社會“環境―經濟”生產的狀況進行了比較和分析，與采用碳排放或年度碳減排指標的有關國際比較研究結論有所不同，本研究主要有以下結論。

碳減排與社會生產的環境友好性在內涵上具有一致性。經濟增長對環境生產（累積碳減排）總體呈負面影響，有效的碳減排政策應與促進經濟增長的政策相獨立?？疾炱趦龋瑢崿F同等經濟規模，中美歐3經濟體環境產出水平相近，日德始終保持較高低碳化水平，巴印環境產出水平較高的原因在于較低經濟發展水平上對環境存量的低消耗；中美歐對經濟和環境產出的政策偏好相近，但中國未來需要更加重視環境生產；美歐德日巴5經濟體環境生產與碳減排變化趨勢一致，而中印兩國環境生產與碳排放“雙增長”的原因在于伴隨經濟增長的結構調整等政策導致的碳減排；各國社會生產的環境友好程度呈現明顯趨同趨勢，而中國相對仍最低，德日歐美的社會經濟發展模式更為合理。但是，中國累積環境生產努力最大，改善也最明顯。此外，從環境友好性角度看，按照中國2020年承諾測算的社會生產環境友好性水平偏低，甚至低于現階段，需要進行調整。

從動態效率角度看，考察期內，經濟增長對環境產出的負面效應，對較大規模的經濟體影響也較大，但隨時間推移趨于減弱，其中對中國影響最明顯；廣義環境技術進步影響對各經濟體呈現趨同趨勢，對中美歐體現為正效應，而對其他4經濟體效應為負，對中國正效應最顯著。但是與碳減排相關的單純技術進步也沒有遏止碳排放增長的勢頭。

篇（3）

高速城鎮化和機動化階段，面臨與日劇增的環境壓力，城市交通的多目標發展成為交通可持續發展的關鍵。在提升居民出行滿意度的同時，降低交通碳排放是目前及未來城市交通可持續發展關注的核心目標，是城市交通效率的主要內涵。由此，本文從交通出行便捷與交通碳減排雙目標綜合評估的角度，提出基于中觀尺度的城市交通出行滿意度和交通碳排放的定量測算方法；并利用數據包絡分析(DataEnvelopmentAnalysis,DEA)法探討城市交通綜合效率評價方法。對北京市城六區的實證結果顯示，在三環以內地區，城市交通綜合效率較高，五環以外大部分地區較差。交通綜合效率較高的地區集中分布于：①西三環至西四環萬壽路街道的公主墳-五棵松地區。②北三環和平里街道安貞橋附近地區。③東北三環的三里屯地區。而綜合效率較差的地區大多位于城市，例如西北六環周邊，西南五環至西南六環部分地區，以及東五環外常營地區等，交通碳排放較高是這些地區交通效率較差的主要原因。此外，交通效率的空間差異與地理空間環境的差異性呈現高度的相關。例如，交通效率較差的地區大多是高檔別墅區集聚的地區，以及城市五環周邊公共交通不完善的部分居住區。通勤中機動化比例較高和通勤距離較長是碳排放強度較高的主要原因。

關鍵詞：

交通效率；多目標綜合評價；數據包絡分析；交通碳排放；交通滿意度

1引言

城市機動化的高速發展在一定程度上給居民帶來了更加豐富的出行選擇，提升了部分城市居民的出行便捷性。但與此同時，快速的機動化也帶來了嚴重的城市交通和環境問題。在中國特大城市，接踵而至的城市環境污染和交通擁堵等大城市病尤為明顯。為了積極應對這些大城市病，北京等特大城市力圖從行政手段、城市交通建設等多個方面入手解決城市交通問題。例如北京市利用搖號上牌和路面限號來干預路面小汽車的數量，這種行政手段在一定程度上可以緩解城市交通擁堵的交通問題，但卻犧牲了部分社會群體的利益。顯然，以大力發展小汽車為導向的追求交通便捷性和最大限度抑制小汽車為導向的追求城市交通環境效益的政策和措施都是片面的，違反了城市交通可持續發展的內涵。未來，如何在提升居民出行便捷性的同時，降低交通對于城市環境的影響是綜合測評城市交通效率需要考慮的關鍵問題。

為解決上述關鍵問題，首要的是如何理解城市交通效率的內涵，以及如何對城市交通效率進行多目標測評。以往學者們對于城市交通效率關注的目標大多都是單目標的。例如關注交通的便捷性(高曉路等,2009)，居住與就業匹配的交通問題(Kan,2002;鄭思齊等,2011)，交通設施配置的可達性(Martínez,1995;孟斌,2009)，城市交通的低碳性(馬靜等,2011)，公共交通的服務水平等(Jietal,2010)。極少有學者關注城市交通效率的多目標性，可能是由于對交通效率的內涵理解不全面，以及多個目標的綜合方法不清晰等。特別是當多個目標有沖突時，如何考慮各個目標的相互作用和矛盾關系，求得最優的決策或評價方案成為難點問題(白鶴松,2008)。例如對于城市居民來講，私家車的普及率越高，交通出行的便捷度會越高；然而交通的負外部性則會導致社會交通成本的上升，以及有損城市交通的環境效益。如何決策交通的便捷性和城市環境效益兩個目標就成為難點問題。此外，以往對于交通發展水平或交通碳排放定量測算的研究中，多個目標之間面臨著尺度不一和量綱不一的問題。例如，有以時間、距離等作為可達性的測評指數(曹小曙等,2013)，也有學者以個人的滿意度作為出行便捷度的評價指數(Jietal,2010)；而交通碳排放測算則多以能源消耗數據，或者依據個人活動出行數據來推算(馬靜等,2011)。這些定量指標的評價尺度和數據來源多元化，要想實現精細化的空間評價，如何在同一尺度上利用這些定量化的指標成為難點問題。本文認為，為居民提供便捷的交通出行是交通效率關注的最主要目標。與此同時，由于城市交通發展對環境帶來的負外部性與日劇增，降低城市交通的負外部環境影響也是城市交通未來關注的目標之一。最優的城市交通效率是城市出行便捷度的最大化與城市交通碳排放的最小化?；诖?，本文主要研究解決兩個基本的問題：①如何對各個目標進行定量的測度；②如何對于相互矛盾或相互作用的各個目標在同一空間尺度上進行多目標測評，即評價城市交通效率。

2多目標綜合評價的方法探討

在多目標評價的方法中，模糊評價法、層次分析法等成為最常用的評價法(徐建華,2006；張俠等,2009；方國華等,2011)，但這些方法的主觀性較強，客觀數據的作用明顯不足，評價結果對于決策者的決策偏好十分依賴，而對解決多個目標沖突問題貢獻不足。相對而言，數據包絡分析(以下簡稱DEA)評價雖然算法復雜，但其對解決量綱不一的相對效率問題具有突出的作用，且對于決策者的主觀依賴較小。基于此，本文利用DEA多目標評價法對于包含城市交通滿意度以及交通環境效益的城市交通效率進行測評。

2.1DEA多目標評測方法數據包絡分析(DataEnvelopmentAnalysis,DEA)由美國著名運籌學家Charnes、Cooper和Rhodes于1978年首先提出，是一種主要衡量效率相對有效性的非參數方法。其原理是通過保持決策單元(DecisionMakingUnit，簡稱DMU)的輸入或輸出不變，借助數學規劃方法確定相對有效的生產前沿面，將各DMU投影到DEA的生產前沿面上，并通過比較各DMU偏離DEA前沿面的程度來評價其相對有效性。DEA分析不需要主觀的權重系數，完全依靠客觀信息評價效率情況，在處理具有多投入、多產出指標的同類型部門間的效率問題時，DEA具有明顯的優勢。

2.2交通效率的DEA評價DEA分析的最終目的是要評價同類決策單元效率的有效性的問題，其有效的意義是以最小的投入換取最大的產出。具體到城市交通效率的評價中，需要對城市的出行便捷度和交通碳排放進行綜合評測。交通碳排放和出行便捷度與經濟系統中投入和產出的關系十分類似，即城市交通可持續發展的目標是以最小的交通碳排放獲取最大的出行便捷度。交通發展綜合效率的評估，要考慮以最小的投入獲得最大的經濟產出，與運用DEA進行綜合效率測評的思路十分吻合。在此，本文利用DEA方法對于城市交通綜合效率進行評估。本文以圖示說明交通效率DEA分析的基本思路。圖1中M1-M5表示5個地區交通碳排放和交通便捷度的組合。M1和M3相比，M3點由于出行便捷度較高，交通效率優于M1點；M1和M4相比，同樣的出行便捷度水平下，由于M4的交通碳排放水平較高，則其交通效率低于M1點。

3城市交通效率的定量測評方法

3.1交通碳排放的定量測評方法交通碳排放，是居民在出行過程中由于選擇了特定的交通方式，在出行過程中產生的。基于此，本文對于交通碳排放的測算，主要是從居住的角度出發，研究居民每日出行中到達各類目的地過程中所產生的碳排放強度，其計算的結果實際是靜態的歸結到起始地，是平均水平，而并非具體到碳排放產生的動態過程，。式(1)中：Cjk表示第j個評價尺度內基于第k種出行目的的平均碳排放強度，單位為g/人；γijk為第k種出行目的第i種交通方式在第j個評價單元內的比例；ηi為第i種交通方式的碳排放標準系數；βijk為j個評價單元內第k種出行目的下，使用交通方式i的居民的平均出行距離；Rjk為第j個評價單元內第k種出行目的的比例分布；Tjk為第j個評價單元基于第k種出行目的的出行頻率的比例構成。需要說明的是，在測算中，交通方式構成、交通距離、出行頻率等均為出行的基本特征變量，可通過行為調研方式獲取。而模型中不同交通方式的碳排放標準系數ηi為目前需要估測的參數，柴彥威等(2011)學者根據中國各種交通方式的能耗和碳排放系數進行了推算，本文以此為參考。

3.2出行滿意度的定量測評方法人是交通便捷與否的主要體驗者，如僅以空間覆蓋率、空間鄰近性等客觀數量指標來刻畫城市交通便捷性，雖然容易度量，但難以體現城市居民差異化和多元化的交通出行。而出行滿意度是居民在出行過程中對于客觀出行環境和出行過程的評價和感受，能夠間接地反映城市交通的便利程度。但難點是由于滿意度為主觀的感受，不能直接觀測。目前學者們常用的獲取居民出行滿意度的方式是通過調研，例如張文忠等(2006)在北京的出行評價研究中，根據不同的出行目的，例如通勤、日常出行等，在受訪者中按照滿意程度對便利性進行打分，以此獲取滿意度評價的空間分布。而將個體抽樣的出行滿意度進行城市尺度上的定量推測，則是依據個人出行的效用函數按照多元序次Logistic模型進行滿意度的推導。

4北京市城市交通效率多目標評估的實證分析

4.1數據來源及空間尺度確定北京市中心城區居民出行的滿意度評價數據來自于2005年北京市居民對于通勤出行滿意度的調查數據(張文忠等,2006)，包括在北京市中心城六區(原城八區)以及城郊回龍觀居住區范圍內共獲取的樣本7341份。調研中，通勤出行滿意度以分級的方式分為非常滿意、比較滿意、一般、比較不滿意、非常不滿意五類。此項大樣本空間數據能夠較均衡的反應中心城區交通滿意度的空間特征，本文將以此為基礎，利用模型對其進行空間和時間的推演。而用于計算居民出行碳排放的數據需要進行居民的出行行為調研。北京大學行為調研小組于2007年對于不同類型居住區居民出行行為進行了調研(柴彥威等,2011)，包括出行距離、出行方式、出行時間等，在此利用該項共享數據作為碳排放研究的基礎。首先，為了突出北京市中心城區空間上的差異性，本文以城市路網形成的街區為空間尺度進行精細化的評價。具體是以城市次干路為基礎，同時考慮到三環以內居民空間出行的空間范圍有收斂的趨勢，所以三環以內以城市支路為基準組成的城市街區為基本評價單元，共計1049個。其次，考慮到在街區尺度上進行交通碳排放的測算，需要對各街區內部交通方式構成、交通出行的平均距離等有基本的估算。由于城市交通行為受到空間環境的客觀約束(Krizek，2003；Kwan，2012)，在具有相似特征的地理環境下，居民的交通行為也具有一定的相似性?；诖?，本文根據交通行為與城市空間環境的相互關系為基礎(季玨等，2012)，以小區為單位，搜集各小區的二手房價、交通服務水平、規劃特征等變量進行空間聚類，最終劃分出5種不同類型的空間環境(表2)。依據5種類型所處的空間位置、主導的房屋類型(四合院、單位大院、別墅、政策性住房、其他普通商品房)、規劃特征等，本文將5種類型標定為：高檔別墅區、中檔區、歷史老城區、高檔高密度區、成熟完善區。結合行為調研的數據，分析得出上述5類空間環境的小區在交通方式比例、交通出行距離等方面具有明顯的差異性(表3)。例如成熟完善區居民平均通勤距離僅為5.8km，遠遠低于高檔別墅區及中檔區居民。據此，本文將行為調研所得的交通行為規律和居民構成按照5類小區與街區的位置關系，拓展至街區的評價單元，對于同一街區內部小區類型不一致的現象，進一步按照小區的泰森多邊形將街區分割，最終得到本文的評價單元。

4.2碳排放強度的空間估算按照式(1)的計算方法，研究得出2007年北京市中心城區通勤出行碳排放的空間格局(圖2)。由圖2可知，目前北京市城六區交通通勤產生的碳排放強度呈現由中心向四周遞減的趨勢，即居住在城市的居民每日通勤的碳排放強度明顯高于城市中心。特別需要說明的是，在碳排放強度極高的地區，例如在機場高速沿線、海淀區金盞鄉，以及城市內部的一些異質性地區如西北三環內角一側，均是由于這些地區居住類型的差異性，例如別墅區、高檔小區等所致，這些小區私家車擁有率較高，部分小區出行距離較長導致碳排放強度較高。

4.3出行滿意度的空間評價由于滿意度的收集是以調研個體為基礎的，需要將個體的調研轉換到空間評價單元的面域上。同時，交通效率多目標評價的年份需要一致，因此本文需要將2005年滿意度評價的數據轉換到2007年街區尺度。為此，通過前期研究的滿意度評價模型(Jietal,2010)，以各研究區的平均出行滿意度作為因變量，道路優勢度、公交800m覆蓋面積、地鐵1km覆蓋面積、企業密度、通暢性評價、收入、年齡、平均通勤時間、機動化比例作為自變量等，建立回歸模型。其中，為了單位的統一，對于非比例數據，統一采用標準化方法，將變量轉化到[0,1]之間，例如道路優勢度、企業密度、平均通勤時間等。經過逐步回歸的篩選，共有5項指標進入回歸模型，其中4項指標的顯著性水平均在0.005以下，置信水平達到了99.5%。此外，我們對樣本進行了不同數量抽樣的檢驗，結果均證明模型的回歸系數比較穩定，模型具有穩定性(表4)。圖3顯示，北京市城六區出行滿意度的空間分布呈現一定的集聚趨勢。滿意度相對較高的地區大多分布于城市五環以內，特別是西南三環至四環之間，以及東北部地區。而出行滿意度評價較差的異質性地區主要分布于城市北五環的上地、立水橋等地區，豐臺區的西南三環至西南四環地區，以及雙井、勁松等地區，居民的出行滿意度也較差。

4.4城市交通效率的多目標評價結果利用數據包絡分析DEAP2.1軟件，以各評價單元為決策單元DMU，各DMU的交通碳排放為投入，出行滿意度作為產出，進行城市交通綜合效率的評估(以下簡稱綜合效率)。特別是，以綜合效率為指標，利用1個標準差法對綜合效率進行分級，共分為6個等級：很低、較低、一般、較高、很高，以及最佳，其中最佳為DEA有效地區，其他均為非DEA有效地區。從2007年綜合效率的空間分布來看，北京市城六區地區的綜合效率較低，而城市中心地區特別是三環以內地區，綜合效率較高。此外，城市北部整體的綜合效率較高，而西部和南部的綜合效率較低，特別是城市南部，三環以外大部分地區的綜合效率為較低及以下水平，例如西北六環周邊的上莊鎮附近，西南五環至西南六環部分地區，以及東五環外的常營地區等。圖4中綜合效率最高的地區，即DEA有效的地區，位于北三環和平里街道附近，是居民的出行滿意度最高，平均通勤出行的碳排放最低的地區。而綜合效率較高的地區主要集中在：①西三環至西四環萬壽路街道的公主墳—五棵松地區；②北三環和平里街道安貞橋附近地區；③東北三環的三里屯地區。從空間環境類型來看，上述3個片區均屬建成年代較早，周邊的配套設施比較完善，交通也比較便利的地區，其居民出行的距離較短、通勤出行方式中公共交通的比例較高、私家車使用的比例較小，是綜合效率較高的原因。與單一目標評價結果不同的是，由于交通效率是由出行滿意度和出行碳排放強度二者共同決定的，交通效率綜合評價的結果更體現了目標的綜合性。有部分地區出行滿意度雖非常高，但由于碳排放的高水平而導致交通綜合效率較差，這些地區大多位于城市五環周邊及地區，從空間環境類型上多屬于高檔別墅區和中檔區。進一步分析發現，不同的地理環境類別，城市綜合交通效率的差別很大，表5綜合統計了各類別交通效率的分級比例。受到行為調研樣本偏差的影響，由個體調研推至空間整體可能會導致該比例的絕對數值有所偏差。但從其比例分布的趨勢可以看出，目前高檔別墅區和中檔區目前均為交通效率很低和較低的地區，而成熟完善區交通綜合效率目前普遍較高。這一結論提示我們，未來針對不同的空間環境類型提升交通綜合效率是主要的著力方向。對于高檔別墅區和中檔區而言，碳排放強度極高是造成其交通效率較差的主要原因。對位于城市、以高檔別墅類型為主的地區來講，依靠交通的規劃和政策降低碳排放以達到DEA有效的目標可能較難實現。由于這些地區大多分布于城市，地理位置的特殊性，決定了其出行距離成本較大(表3所示，16.8km)；而與出行的經濟成本相比，這些居民更重視出行的舒適性和滿意度，導致機動化的使用比例極高。未來，即使公共交通體系的發展十分迅速，對該類型區內居民的吸引能力也會受到限制，公共交通很難與與私家車形成有力的競爭，因此政策的引導作用可能不會特別明顯。就中檔區來講，結合表3可以推測，居民平均通勤距離較長，出行方式構成中私家車的比例較高可能是其交通效率較差的主要原因。與高檔別墅地區不同的是，出行的經濟成本對這些居民存在一定的敏感性，相對來說，公共服務水平的不完善，尤其是地鐵的服務水平較低(1km內平均地鐵站點數僅為0.6個)等成為影響該處居民機動化比例較高的重要原因。對該類地區，公共交通水平的提升，特別是軌道交通的發展，可能會大幅度降低通勤出行的時間(距離)成本，在出行時間和出行費用的相較下，可能會有部分群體的交通方式選擇向公共交通轉變。此外，提高該類型地區土地利用的混合程度，增加居民就近就業的概率，通過減少居民的平均出行距離(表2中為11.1km)，來降低小汽車的使用比例，也是減少碳排放強度，提高綜合效率的重要手段。此外，耐人尋味的是，歷史傳統區碳排放強度(24.2)略低于成熟完善區(28.9)，公交站點和軌道交通站點的平均水平也相對較高，但其綜合交通效率評價結果卻低于后者，主要是由于出行滿意度的差異形成的。由于滿意度評價是由多個因素決定的，分布于二環以內的歷史傳統區，企業密度較低使其通勤距離較長(歷史地區約10.1km，成熟完善區只有5.8km)，同時由于老齡化比例較高可能使其對交通舒適性的需求得不到滿足，使其出行滿意度低于成熟完善區，造成綜合效率平均水平也較低。

篇（4）

低碳旅游，顧名思義，即是一種降低“碳”的旅游，也就是在旅游活動中，旅游者盡量降低二氧化碳排放量。即以低能耗、低污染為基礎的綠色旅行，倡導在旅行中盡量減少碳足跡與二氧化碳的排放，也是環保旅游的深層次表現。其中包含了政府與旅行機構推出的相關環保低碳政策與低碳旅游線路、個人出行中攜帶環保行李、住環保旅館、選擇二氧化碳排放較低的交通工具甚至是自行車與徒步等方面。

一、遼寧省發展低碳旅游的現狀

（一）政府層面。國務院通過的《國務院關于加快發展旅游業的意見》，是在減排的大背景下，國家為配合低碳經濟發展而進行產業結構調整的一個信號，而旅游業將成為最大的受益行業。和其他行業相比，旅游業很早就有了“無煙工業”的美稱，本身屬于服務行業，占用資源少，賣的又是環境和文化，而這恰恰與節能減排的目標相吻合。遼寧省應借此時機緊緊把握大力發展低碳旅游事業。例如，隨著遼寧省遼陽龍峰寺知名度的提升，其所在地下達河村成為“旅游專業村”，下達河鄉成為“特色旅游鄉鎮”，旅游者逐年增多，環保壓力也越來越大。這里又處于湯河水源生態保護區，環保更時刻不能疏忽。為此，該鄉政府僅2009年一年，就投入520萬元用于環境保護和污染治理，盡到了政府責任。

（二）企業層面。旅游景區是最早倡導低碳旅游的。自從多年前一些旅游景區，禁止機動車進入，改以電瓶車代替，以減少二氧化碳排放量后，遼寧省的大部分景區也緊跟時代潮流，積極推進生態旅游、綠色旅游，以減少污染，提高景區環境質量。目前旅行社服務機構也在積極推進低碳旅游的新型旅游模式，旅游產品設計上將收獲陽光、隱身大自然、徒步、拼車、自行車旅游等內容加入旅游行程中；飯店在創辦綠色飯店的理念下，逐漸改善設備設施，節能減排，倡導新的住店消費模式等。

（三）旅游者層面。越來越多的城市居民開始自覺地把低碳作為旅游的新內涵，出行時多采用公共交通工具；自駕外出時，盡可能地多采取拼車的方式；在旅游目的地，多采取步行和騎自行車的游玩方式；在旅途中，自帶必備生活物品，選擇最簡約的低碳旅游方式，住的時候選擇不提供一次性用品的酒店等。作為旅游主體的廣大旅游者，要為低碳旅游出把力，則相對容易得多。假日去郊外的旅游者，只要稍稍改變一下習慣，在汽車后備箱中放上一輛折疊自行車，開車至郊外，改騎自行車，去體驗野外的自然風光，便能在回歸自然的同時，切實為低碳作出貢獻。騎單車或是徒步，這兩種以人工為動力的旅游，是每個人都能采取的最簡約的低碳旅游方式。2010年農歷七月初七到來之前，錦州市民舉行了低碳婚禮?！白屛覀円揽侩p腳，騎向幸福！”他們騎行在錦州街頭時，市民們不僅駐足觀看，更豎起大拇指連聲稱贊。婚禮當天，新郎新娘的身后有許多穿騎行服、戴頭盔的自行車車友前來祝福，他們不僅加入了“少用車隊，減少浪費”的行列，更倡導“低碳環保，綠色節能”的理念，令人耳目一新。

不過，對于正在摸索低碳旅游可行性措施的旅游業界來說，要將現有的整體上比較粗放的旅游發展方式，徹底扭轉到低碳、環保的發展道路上來，可以做的文章還有很多。

二、遼寧省發展低碳旅游的必要性

為應對氣候變化和實現可持續發展，2006年，節能減排指標首次納入《中華人民共和國國民經濟和社會發展第十一個五年規劃綱要》。2009年12月20日，聯合國氣候變化大會在哥本哈根落下帷幕。在此前的11月25日，國務院常務會議做出決定，到2020年我國單位國內生產總值二氧化碳排放比2005年下降40%～45%。這一指標將與節能減排指標一道納入“十二五”國民經濟發展規劃中，我國將正式進入節能減排和碳總量雙約束指標控制時代。《國務院關于加快發展旅游業的意見》明確提出大力推進旅游節能減排，5年內將星級飯店、A級景區用水用電量降低20%。為順應潮流發展，遼寧省必須實施低碳旅游，其必要性已經提上日程。

篇（5）

中圖分類號：F061.5， F205

減少二氧化碳排放已成為世界各國共同關注的問題。中國雖然沒有承擔約束性減排指標的義務，但作為負責任的大國，在2009年哥本哈根會議召開前夕，也首次明確提出了到2020年單位GDP的二氧化碳排放比2005年下降40%-45 %的碳減排目標。然而，伴隨著中國經濟的飛速增長，能源消耗和二氧化碳排放急劇增加，中國已經成為僅次于美國的全球第二大能源消耗國和二氧化碳排放國[1]，有效“對沖”二氧化碳劇增的主要手段就是盡快建立上升到市場層面的交易平臺，培育碳排放交易市場體系。

目前，國際碳交易市場發展得比較成熟，世界上已經建立了多個碳交易平臺，2010年全球碳排放權交易成交額同比增加了5%，達到930億歐元。與國際碳交易市場的蓬勃發展相比，中國碳交易市場的發展明顯滯后，參與國際碳排放交易的主要形式還是CDM項目輸出，處在整個碳交易產業鏈的最底端。碳排放交易市場的建立既是我國社會經濟環境可持續發展的迫切需求，也是積極應對國際氣候變化談判的必然要求。

碳排放交易市場完整體系的建立一般都是首先選擇小規模的試點城市，從中發現問題總結經驗后再由點到面地展開?？紤]到中國經濟的增速，不少專家和政府相關部門也提出可以在特定地區特定行業試點碳排放配額交易即“雙特”交易試點，2012年初，國家發展改革委批準北京、上海、天津、湖北、廣東、深圳、重慶等7個城市開展碳排放權交易試點工作，中國碳排放權交易市場的構建邁出了實質性的一步。城市試點之后，我國碳交易市場該如何推進？面對各省爭相籌建碳交易平臺，是否有必要每個省份都建立碳交易中心？

本文的研究旨在初步探討中國區域碳排放市場的選擇問題。國內外關于碳排放交易市場體系的文獻中，具體涉及區域選擇的研究很少，剛[2]認為這是由于每個國家減排行業的選擇、政治體制的特點（如不存在中央指導地方的可能）決定的。在接下來的第二部分，我們先提出選擇碳排放交易參與城市的關鍵指標及選擇標準。在第三部分，我們選取了全國30個省市自治區2005-2009年的面板數據，計算各個指標值，并進行系統聚類分析，對分析結果做出詳細分析。最后一部分是研究結論。

一、碳交易市場構建的關鍵指標

本文指標的構建參考了莊貴陽等[3]在研究低碳城市發展指標時提出的產出、消費、資源和消費四個評價指標和聯合國可持續發展委員會（UNCSD）提出的驅動力-狀態-響應（Driving Force-Status-Response，DSR）模型。DSR被認為是研究環境-經濟-社會三大系統協調發展的基本框架，廣泛應用于各種不同領域[4]。結合指標選取的簡潔性、代表性、可比性、科學性等原則，本文主要從城市發展的驅動力和城市發展狀態兩個維度構建碳交易參與城市的選擇指標。

1、城市發展的驅動力因素

一個城市的社會經濟發展到一定階段就會具有向資源節約型、環境友好型城市轉變的內在動力和訴求，因此構建碳交易參與城市發展的驅動力指標，首先應該考慮該城市的能源消費結構、能源效率、碳排放強度和限排行業（根據國際經驗，主要選擇火力發電行業）的競爭力等。用煤炭，原油，天然氣三種主要的一次性能源消費占能源消費總量的比例來表示能源消費結構，用單位地區生產總值能耗表示能源效率，用人均碳排放和單位地區生產總值碳排放表示碳排放強度，能源消費結構不合理、利用效率低直接影響著經濟活動的碳排放強度[5]，碳排放強度的不斷增高已經對城市發展形成了強制性約束，是促使這些城市積極參與碳交易的主要動因；我國多數城市的火力發電主要采用碳排放密集度較高的煤炭，這些行業的遷移成本，特別是沉沒成本較高，碳交易市場的建立不可避免的會增加這些企業的邊際成本，因此，本文用火力發電量占總發電量的比例來反映城市的火電行業競爭力。

2、城市的發展狀態

發展狀態指標反映了城市參與碳交易市場的承載力。盡管碳排放交易市場機制本身并不會對經濟增長產生影響（陳洪波，2010），但強制性的減排目標會在一定程度上減緩地方經濟的發展。因此，城市發展狀態指標首先應該包含區域經濟發展水平和產業結構特征，本文選擇了人均地區生產總值、第三產業增加值比值這兩個指標。顯然，具有產業競爭優勢且經濟發展水平較高的城市，碳排放的增速相對而言會比較緩慢，開展碳交易所涉及的產業規制對經濟影響較??；資源稟賦是實現低碳經濟的物質基礎[6]，特別是能夠提供碳匯的城市自然資源稟賦，它是應對氣候變化，承載碳交易市場的重要物質基礎，本文選擇森林覆蓋率這個主要指標，研究碳匯對城市發展狀態的影響。

二、變量與數據來源

本文以我國30個省市自治區（數據缺失）2005-2009年的面板數據為樣本。試點城市發展的驅動力指標，包含三種主要的一次性能源消費占比 ，單位地區生產總值能耗 （千克標準煤/萬元），人均碳排放 （噸/人），單位地區生產總值碳排放 （千克/萬元），火力發電量占比 ；描述城市發展狀態的指標有，人均地區生產總值 （元/人），第三產業總值占比 ，森林覆蓋率 。能源數據以各省區消耗的能源為基礎數據，按照煤炭0.713千克標準煤/千克，原油1.4286千克標準煤/千克，天然氣1.33千克標準煤/立方米的能源折算標準煤系數統一換算為標準煤計算；二氧化碳排放量是根據2006年IPCC為聯合國氣候變化框架公約及京都協議書所制定的國家溫室氣體（主要構成物是二氧化碳）清單指南第二卷（能源）第六章提供的參考方法計算得到。二氧化碳排放總量是根據三種消耗量較大的一次能源所導致的二氧化碳排放估算量相加得到，具體公式[1]為：

其中， 代表估算的二氧化碳排放量， 分別代表三種一次能源（煤炭，原油，天然氣）， 代表它們的消耗量， 是《中國能源統計年鑒》提供的三種一次能源的平均低位發熱量， 是IPCC（2006）提供的碳排放系數， 是碳氧化因子，44和12分別為二氧化碳和碳的分子量；其他所有數據均來自2006-2010年《中國統計年鑒》和2010年《中國能源統計年鑒》，樣本數據的描述性統計。

三、基于系統聚類的分省碳交易分析

聚類分析是處理多指標分類問題的常用方法，它將沒有類別標記的樣本集按某一準則分類，使差異盡可能小的樣本歸為一類。本文選取上述8個變量作為聚類指標，指標數據標準化處理后進行系統聚類，得到四大類樣本數據。

1、上海、北京經濟發展水平和產業技術水平高，人均地區生產總值居全國第一和第二位，產業結構已經轉變為三、二、一的形式；上海、北京的人均碳排放達到8.288噸/人和6.163噸/人，超過了全國平均水平，火力發電占比也居全國的第二和第三位；在選取了2005-2009年北京、上海的相關樣本數據分析后發現，人均碳排放隨著地區經濟的增長呈現出先緩慢增加后急劇下降的倒“U”型，反映了這兩個城市在經濟發展的同時，環境質量逐漸改善；從實施碳排放交易的政策環境來看，2008年北京和上海已經成立了環境交易所，在開拓自愿減排市場、培育中國本土買方市場方面發揮了重要作用，也積累了開展專業碳排放交易的初步經驗。因此，上述城市已經既具備了開展區域碳排放交易試點的堅實的經濟基礎和政策基礎，又具有開展碳排放交易試點的客觀需求和動力。

2、第二類：內蒙古、寧夏、山西。這三個省市的特點是三種主要的一次性能源消費占比高，產業結構以高耗能產業為主，每萬元單位地區生產總值能耗高達2.947千克標準煤，人均碳排放在全國排名第一、二、三位，是典型的高排放、高耗能、高污染城市。這些城市的首要任務是加大企業技術改造力度，加快產業結構調整，轉變經濟增長的投入驅動型方式，降低碳排放強度，然后再考慮該區域的碳排放交易試點。

3、浙江、江西等9個省份的平均森林覆蓋率為46.135%，碳匯建設顯著高于全國平均水平，進一步研究發現，在構建碳交易市場時這9個省份可以按照上述兩個指標從驅動力因素和城市發展狀態細分為兩大區域：浙江、廣東、福建東南沿海地區；四川、云南、廣西、湖南、湖北、江西等中西部地區。浙江、廣東、福建三省人均地區生產總值、人均碳排放和第三產業總值占比位于這9個省份的前三位，單位地區生產總值碳排放位于這9個省份的后三位，經濟發展較快，產業結構不斷優化，可以在上述省份進行碳排放交易市場的試點建設，探索區域經濟發展和碳排放降低的雙贏舉措；剩余6個省份除森林覆蓋率之外的其他7個指標值均低于全國平均水平，良好的自然資源能夠抵消和吸收一部分經濟增長帶來的碳排放的增量，因此這些地區重要的依然是著力推動經濟增長。

4、第四類：天津、河北等16個省份。包含黑龍江、吉林、遼寧東北老工業地區，天津、河北環渤海灣地區，江蘇、山東、安徽東部城市，河南、重慶、貴州、陜西、甘肅、青海、新疆中西部地區和海南。天津、河北兩省的人均碳排放和火力發電量占比列16個省份的第一和第二位，限排行業的減排壓力較大，特別是天津，人均地區生產總值4.889萬元/人排名第一，經濟快速增長的同時也消耗了大量的能源，導致了日益增加的碳排放量，可喜的是，天津2008年就成立了排放權交易所（TCX），積累了二氧化硫、化學需要量等主要污染物交易的經驗，在該城市試點碳排放交易可以有效保證環渤海灣地區經濟的可持續發展。東北三省和河南重慶等中西部地區在國家“振興東北”、“中西部崛起”戰略推動下，不斷加大對基礎設施的投資，一次性能源消費占比0.999，單位地區生產總值能消1.847千克標準煤/萬元，均超過國家平均水平，上述地區應注重改善能源消費結構，提高能源利用效率，擺脫經濟增長對能源消耗的依賴，可以先不考慮碳排放交易市場的構建。江蘇等東部城市，經濟發展較快，電力消耗巨大，而這其中火力發電占比達0.979，這些省份具備一定的經濟基礎，可以考慮在火力發電行業試點碳排放交易，一方面可以促進企業提高煤炭利用效率，加大技改投入，另一方面也可以有效緩解這些省份的減排壓力。海南省具有獨特的地理位置，良好的生態環境，但近幾年隨著國家對海南政策扶持和財政投入的加大，能源消耗量劇增，碳排放量的增幅明顯高于地區生產總值的增幅，當前，海南省應統籌考慮經濟增長和二氧化碳排放問題，突破碳排放增加對經濟發展形成的剛性約束，實施發展型減排。

四、中國區域碳交易市場的初步研究結論

本文根據聯合國可持續發展委員會提出的DSR模型，選取了反映碳排放交易內在因素的驅動力指標和反映碳排放交易城市承載力的發展狀態指標，基于中國30個省份2005-2009年的面板數據進行系統聚類分析，得到了如下結論。

第一，中國區域碳交易市場的建立，不應“分省而治”。越來越多的省份爭相建立碳交易平臺，想利用“先動優勢”，在未來的碳交易市場中分一杯羹，但簡單的依靠行政區劃建立碳交易市場不僅造成資源極大浪費，而且會干擾碳交易市場的正常秩序，最終面臨“僧多粥少”，交易量很少甚至是零交易量的尷尬境地。根據上述研究結論，按照兩個主要指標，從圖1可以看出，碳交易市場的構建適合跨省聯合行動，既方便總量控制，又有利于消除行政壁壘，發揮區位優勢。

第二，應分層推進中國區域碳交易市場。可以考慮在核心城市，重點區域率先建立碳交易市場，作為中國推進碳交易市場的“先行區”，從上述30個省份來看，北京，上海，浙江、廣東、福建東南沿海地區，天津、河北環渤海灣地區，江蘇、山東、安徽東部城市區，可以作為構建碳交易市場的第一“梯隊”，內蒙古、寧夏、山西，黑龍江、吉林、遼寧東北老工業地區作為“輔”碳交易城市，其他地區作為碳交易市場構建的第三層次，逐步建立跨地區、全方位、分層次的碳交易市場體系。

第三，應考慮在火電行業推行碳排放交易。一方面，我國大部分省份都采用燃煤發電，燃煤能源利用效率有很大的提高潛力，在技術上存在進一步提升的空間，具有減排成本優勢，另一方面，燃煤發電產生的污染嚴重，火電行業碳交易的推行對我國實現整體減排目標貢獻巨大。

參考文獻：

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[3]莊貴陽，潘家華，朱守先. 低碳經濟的內涵及綜合評價指標體系構建[J]. 經濟學動態， 2011（1）：132-136.

篇（6）

“國以民為本，民以食為天，食以安為先”。近年來國內食品安全事件頻頻發生，已經引起全社會的普遍關注。食品安全的基礎是農產品質量安全，因為所有的食品都來源于農產品，并且人們每天的食物，80%以上是初級農產品。因此，關注食品安全，首先就要關注農產品安全。做好農產品質量安全工作，是深入貫徹落實科學發展觀、維護人民群眾根本利益的必然要求，是保障公眾健康安全、維護社會穩定的現實需要。

一、加強農產品質量安全勢在必行

農產品質量包括以下三個方面：一是內在品質，如營養成分含量等；二是安全性品質，如作物中農藥、亞硝酸鹽、重金屬鹽類等對人體健康有害物質的含量等；三是商業品質，如外觀色澤、口感性、形狀、香味等?？偟膩碚f，各級（農業部、省、地市）農產品質量安全例行監測結果顯示，合格率逐年提高。

2010年農業部農產品質量安全例行監測，蔬菜、畜禽產品和水產品合格率分別為96.8%、99.6%、96.7%，新監測的水果、食用菌、茶葉和生鮮乳三聚氰胺合格率分別為98%、95.2%、94.8%和100%。2010年湖南省農業廳對14個地市州農產品生產基地和超市、批發市場、農貿市場開展了四次蔬菜質量安全例行監測，共監測1400批次,農殘合格率95.9%；水果一次共140批次,農殘合格率99.3；茶葉一次共100批次,合格率100%。以上的監測結果顯示，目前仍有少量不合格農產品流入市場，擺上餐桌被老百姓食用。與此同時，國內發生的農產品質量安全事件也令人憂慮。如2010年1月海南“毒豇豆”事件，2011年3月雙匯“瘦肉精”事件以及隨后沈陽爆發的“毒豆芽”事件，等等，農產品安全面臨嚴峻形勢。

農產品質量與安全既是民生問題，也是政治問題。第一，加重民眾的心理負擔，影響民眾的正常生活，甚至在一定范圍內造成了社會恐慌。2009年曾謠傳吃海南香蕉致癌，吃四川橘子發病，前段時期媒體報道的“地溝油事件”，就引發公眾對外出就餐的恐慌。最近國家統計局調查結果顯示，公眾對當前食品安全和農產品質量安全的滿意程度普遍偏低，僅有24%的調查者表示“基本放心”。大部分人憂慮不知哪天就會吃到致病的不合格農產品。第二，損害人們的身體健康和生命安全，不利于社會發展。病從口入，因長期食用不合格農產品，毒素逐年累積，導致當今社會出現的疑難雜癥逐年增加，癌癥患者比比皆是，發病率逐年上升；同時導致人類的生育能力明顯下降，不孕不育的夫婦比率越來越高。這些情況的出現大都是問題食品惹的禍。第三，影響經濟發展和農民增收，引發企業倒閉和社會不穩定。因“問題奶粉事件”，三鹿集團被迫關閉，數萬名職工一夜之間變成失業人員。“毒豇豆”事件導致海南3000畝豇豆滯銷，10萬畝反季節蔬菜賣不出去，政府撥巨款也難以平息廣大菜農的不滿情緒。受“瘦肉精”事件影響，雙匯集團損失100億元，最高可達200億元。這意味著，雙匯未來差不多20年的利潤，極有可能為“瘦肉精”埋單。第四，破壞政府形象，甚至造成政局的不穩定。能否保障食品質量安全，已經成為衡量政府行政能力的重要尺度。如比利時的二惡英污染事件導致執政長達40年之久的社會黨政府內閣，2001年德國出現瘋牛病后，衛生部長和農業部長被迫引咎辭職。

面對不斷爆發的農產品安全事件，越來越多的人認識到，我們亟需一種能夠不依賴于農用化學制品而保持持續的供應能力的農業經濟模式，于是低碳農業應運而生。

二、低碳農業與農產品安全的關系

海南“毒豇豆”事件發生后，很多地方都開始加強殘留檢測，不幸的是，相繼又檢測出了廣西毒蔬菜和青島毒韭菜。加強監控是最根本的措施嗎？不是。高品質的農產品是種出來、養出來的，不是靠大量的高級設備儀器的測定檢驗出來的。監測是標，種植、飼養是本。治標不治本不能從根本上杜絕毒蔬菜事件的發生。

從20世紀70年末開始掀起綠色革命運動，最主要的舉措是把化學工業引入農田，為解決我國糧食問題做出過突出貢獻。然而依賴化肥和農藥的現代農業所帶來的高能耗、高污染的弊端已經顯現。它不僅嚴重破壞了生態資源，帶來了農作物的農藥殘留和食品安全問題，而且化肥和農藥的生產過程，本身消耗大量的化石能源、產生大量的二氧化碳的排放。因此現代農業可以稱之為“高碳農業”。 低碳農業則是以減少大氣溫室氣體含量為目標，以減少碳排放、增加碳匯和適應變化技術為手段，通過加強基礎設施建設、產業結構調整、提高土壤有機質、做好病蟲害防治、發展農村可再生能源等農業生產和農民生活方式轉變，實現高效率、低能耗、低排放、高碳匯的農業。（農業部，2009） 低碳農業與現代農業逆生態的生產過程完全相反，它是一種順生態的生產過程,是建立在農業經濟系統和生態系統耦合基礎之上的，通過土壤營養物質的調節，保持碳庫平衡，提高農業生態系統的生產力，保證農產品的數量安全。

在低碳農業發展模式中，農業生態系統的生物部分和非生物部分相互依存，農業的生態系統和經濟系統相互耦合。在農業的生態系統中，非生物環境為生物提供生存空間，生物作為一個耗散系統與外界進行能量、物質和信息的交換。生態系統中的有機肥以動物的排泄物和植物的秸稈為原料，通過光合細菌、化能細菌、厭氧細菌等生物作用轉化而成，代替合成化肥為農作物提供營養成分。農作物在生長過程中借助益蟲或生態農藥消滅病蟲害。生態系統中的分解者屬于異養生物，如真菌、放線菌、土壤原生動物和一些小型無脊椎動物。這些異養動物把復雜有機物逐步分解為簡單無機物，回歸環境中去，使農業生態環境得到了保護,維護了生物多樣性。驅動這一物質循環的推動力僅靠單位面積上能量密度很低的太陽光，從而減少進入生產和消費過程的物質總量，在生產源頭保證農產品的安全。#p#分頁標題#e#

三、發展低碳農業，保障農產品安全的措施

1、加快推進農業基地建設，保證產品安全。

高速的城市化和工業化仍然是今后我國農村區域經濟社會發展的主要動力和主要特征。這一基本特征將是發展低碳農業必須考慮的重要因素。低碳農業的發展需要宏大的空間和巨大的資源投入，特別是土地要素的投入，這就需要一個能夠長期穩定的發展陣地。為了避免在新一輪城市化和工業化中，發生擠占高度開發的低碳農業用地的情況，造成不必要的浪費，必須嚴格執行已有的城市和區域經濟社會發展規劃，落實基本農田保護區政策，大力開展農業基地建設。合理規劃，因地適宜，發展生態農業，以規模經營保障農產品數量安全。

2、努力降低化肥農藥使用，提高其利用率。

在保障農產品安全方面,低碳農業與現代農業一個重要的區別在于投入要素的不同?，F代農業依靠巨額的化肥、農藥和水利灌溉等投入來維持糧食的增產,而低碳農業強調生物的多樣性和大量施用有機肥，保護土壤肥力，以提高農業系統的生產力,可持續保證農產品數量的安全。

一是增施有機肥（最直接的方式）。老祖宗保持地力，地力常新壯的一個重要秘訣之一就是施用有機肥。有機肥最常見、來源最廣是動物糞肥，其次是可直接作肥料用餅肥、油料的種子榨油后剩下的殘渣以及土肥、泥肥、綠肥和骨灰、骨粉。這些傳統的肥料占用場地少、簡單便捷，整個過程基本沒有碳消耗，是低成本、低污染的綠色肥源，不但能有效利用廢棄物，減少污染，美化農村環境，還能降低化肥用量。

二是推廣秸稈還田。就作物殘留物的管理方式而言，焚燒秸稈不僅直接釋放碳，還會加快土壤有機碳的分解。秸稈還田則可以緩解土壤有機碳的下降。減少農田二氧化碳排放的最直接有效措施是提高地面秸稈還田的比例。美國秸稈還田率近90%，我國僅約15%，其結果是，美國農業土壤中有機碳量逐年增加，而中國土壤有機碳量逐年減少。如果地面秸稈還田比率由當前的15%增加到89%，中國農田的碳平衡將會由虧為轉盈。目前經常采用的方法是，在作物收獲的過程中，利用農業機械將秸稈粉碎撒在地表上，然后翻耕將其埋入土中，秸稈腐爛分解后就成了滋養地力的有機肥。

三是全面運用測土配方施肥技術。測土配方施肥，簡單地說，就是先進性土壤測試，確定土壤中各種營養元素的含量，然后根據不同的土壤情況和作物的生長需要，制定一個氮、磷、鉀及中、微量元素施用量的配方，按照配方確定的各種肥料的合理配比施肥。西方發達國家化肥利用率在60％以上，而我國的化肥利用率只有35％，盲目過量施肥和施肥方法不科學等，都會造成化肥利用率下降。通過對農田環境監測，以大量采樣數據為基礎，經專家系統探研出最優的配肥結構，減少單質肥料用量、提高肥料利用率和耕地質量。

四是種植可以用作肥料的植物，也就是通常所說的綠肥。綠肥多為豆科植物，如綠豆、豌豆、蠶豆都很常用，此外苜蓿、田菁等也是很好的綠肥。施用也很簡單，就是種植以后，直接將新鮮的植物莖稈葉等就地翻壓埋入土中，或者漚肥、堆肥后移到其他地塊施用。

五是推行緩控釋肥。緩控釋肥被稱為21世紀高科技環保肥料，代表了化肥產業的發展方向。緩控釋肥在傳統肥料外層包一層特殊的膜，這層膜可以控制和放緩養分的釋放速度和釋放量，按照作物的生長規律，根據作物的需求同步供給養分。采用緩控釋肥可以減少化肥的施用量和次數，提高化肥利用率，降低成本減少污染。山東農業大學的實驗證明，如果用緩控釋肥料，在減少氮肥30%用量的情況下，不會減產。如果肥料質量更好的話，減少50%用量也是可能的。

3、積極推廣動物排泄物處理技術，保護農村環境。

20世紀50年代以來，以水稻為代表的綠色革命譽滿全球，輔助以工業革命的成果——化肥、農藥、塑料薄膜等農用資料，大幅度提高了糧食的產量，在某種程度上解決了糧食安全問題。但其反面是牛、豬、羊等動物的排泄物未經處理直接排放出來，據國家環?？偩?005年在全國23個省市的調查，90%的規?；B殖場沒有經過環境影響評價，60%的養殖場缺乏必要的污染防治措施。畜禽糞便直接或間接進入地表水和地下水后，會導致水體富營養化，水質嚴重惡化。不斷加大化肥和農藥用量，農產品安全得不到根本性保證。以生態農業為內涵的低碳農業所需要的有機營養物質來自動物排泄物的發酵而產生的有機肥料。對動物排泄物綜合處理，產生的沼氣為農村提供能源，剩下的發酵物成為農作物的“營養口糧”,在農業生產過程中減少了外部能量輸入，保障農產品安全在農業低碳化過程中實現。

4、不斷完善政策支持體系，激發發展動力。

盡管低碳農業生產的農產品質量要優于現代農業生產的農產品，是無污染的綠色食品，但由于農產品市場區分度不高，需要政府的引導與扶持。

一是加大資金扶持。長期以來，資金的匱乏一直是造成農業發展相對滯后的瓶頸。資金投入是發展低碳農業的關鍵。建立穩定的財政資金投入機制，整合現有財政專項資金，對低碳農業發展的重大項目和科技、產業化示范項目采取引導、激勵、獎勵或貼息貸款等方式給予支持。同時在信貸、產業政策等方面給予全方位引導扶持。二是制定支持政策。制定優惠扶持政策，實行有利于節能減排、改善環境、保護生態的財稅政策，比如對低碳農業項目在土地出讓金上給予大力的支持，在稅收征繳上給予一定的減免。實現農業的低碳排放。三是加強監督檢查。成立促進低碳農業發展領導小組，建立由相關宏觀經濟管理部門參與的組織機構，打破部門和行業限制，對各個階段低碳農業發展的重點項目進行協調。建立針對農產品生產全過程的監督、報告和評價體系，設立能效和排放標準，加大監督檢查力度，強化對發展低碳農業的領導。四是建立培訓體系。勞動力是發展低碳農業前期投入成本中的主要部分，尤其是知識型勞動力的投入。而目前農村的現狀是，廣大干部群眾對發展低碳農業還處在不知或知之不多的狀態。不改變這種狀況，發展低碳農業就只能是一紙空談。通過行之有效的相關技術培訓，提高廣大農村干部和農民群眾，特別是基層干部、農技人員以及經營大戶對發展低碳農業的認識，尤其是要掌握一定的技術和知識，低碳農業才會真正良好地發展起來。各級政府可利用現有的農業高校、成人( 職業、繼續) 教育學院的有效資源，打破條塊、行業和部門界限加以整合，根據我國低碳農業進程，科學制定出低碳農業技術培訓的規劃，學習和借鑒國外農民科技教育培訓的先進經驗，建立健全培訓體系和培訓工作的長效機制，使低碳農業技術得以推廣應用。#p#分頁標題#e#

參考文獻：

[1]新能源與低碳相當課題組•低碳經濟與農業發展思考 [M]• 中國時代經濟出版社2011.1．

篇（7）

伴隨低碳時代的到來，人們開始關注低碳經濟與城市競爭力之間的關系。學者開始認識到保持和提高低碳競爭力的重要性[1，2]。但是，國內外學者對低碳競爭力的研究工作見之不多，且多是從微觀角度研究建筑、食品、林木等機電企業的低碳競爭力，缺乏從宏觀角度研究城市的低碳競爭力。在此背景下，很有必要從低碳經濟角度研究城市的競爭力，將節能減排納入城市競爭優勢范疇內，使其客觀清晰地認識自身在未來低碳模式下的發展狀況和優劣勢，從而科學制定低碳發展戰略。

1 城市低碳競爭力的研究理論基礎

1.1 競爭優勢理論 ①市場競爭力優勢理論。其代表有亞當?斯密的絕對成本優勢、李嘉圖的相對成本優勢、俄林的生產要素稟賦以及馬歇爾的集聚優勢理論。亞當?斯密和李嘉圖的成本優勢理論，認為競爭力的強弱取決于是否占有和控制世界上的資源產地，是否具有生產上的高效率技術和組織方式。馬歇爾認為當企業集聚時，由于大量生產要素集聚所產生的相互積極影響，可以大大降低生產成本，從而提高競爭力。②體制競爭力優勢理論。在資源稟賦意義逐漸下降的情況下，競爭優勢的研究轉向更深層的體制性層面，主要以世界經濟論壇和瑞士洛桑國際管理開發學院的觀點為代表。他們認為競爭力指一國的企業或企業家在目前和未來各自的環境中，以比他們國內和國外的競爭者更具吸引力的價格和質量來進行設計、生產和銷售產品與勞務的能力，或認為競爭力是指一個國家或一個公司在世界市場上均衡地生產出比其競爭對手更多財富的能力。③其他競爭力優勢理論。以波特為代表的產業競爭優勢理論，強調一個國家的優勢，就是企業、行業的競爭優勢，一國競爭力的高低取決于其產業發展和創新能力的高低；以熊彼特為代表的技術創新理論，認為競爭力優勢主要是以技術及組織的不斷創新為依托；以道格拉斯?諾思為代表的制度創新理論，認為競爭力在于通過制度創新營造促進技術進步和經濟潛能發揮的環境，強調競爭優勢是制度安排的產物。

1.2 低碳經濟理論 低碳經濟一經提出，便受到各種政府和學者的高度關注，學術界從多種角度對其進行了研究，此處重點闡述經濟發展與溫室氣體排放關系的相關研究。①經濟發展與碳排放關系。關于經濟發展與碳排放關系的研究，主要有兩個觀點，即“脫鉤發展”和“環境庫茲涅茲曲線”。脫鉤發展認為，解決氣候變化問題、實現低碳經濟發展的最終途徑是切斷經濟增長與溫室氣體排放之間的聯系，也就是“脫鉤”。Grossman于1991年提出了“環境庫茲涅茨曲線”理論。格魯斯曼認為環境質量同經濟增長呈倒“U”型關系，即在經濟發展的初期階段，隨著人均收入的增加，環境污染程度增大，達到某個臨界點后，隨著人均收入的進一步增加，環境污染程度下降，環境得以改善和恢復。②減排成本。部分人對發展低碳經濟存有顧慮，認為會額外增大社會成本，得不償失。但英國能源白皮書認為，有效處理氣候變化所需的成本其實很小，僅相當于2050年全球GDP的0.5%-2%。尼古拉斯?斯特恩的《氣候變化的經濟學：斯特恩報告》中，定量評估了全球氣候變化的經濟影響，認為不斷加劇的溫室效應將會嚴重影響全球經濟發展，指出如果目前全球每年投入1%GDP的減排成本，可以避免將來每年5%-20%的GDP損失。

2 城市低碳競爭力概念

澳大利亞氣候研究機構與英國第三代環境主義組織聯合的研究報告《20國集團低碳競爭力》中，將低碳競爭力定義為在減少溫室氣體排放的同時保持經濟高速發展的能力。本文認為，城市發展的最終目的是提高人民生活質量，實現可持續發展，而不僅僅是經濟增長。因此，城市低碳競爭力指城市在低碳排放的約束下，與其他城市相比較具有的為其居民創造物質財富和促進社會可持續發展的能力，即實現碳排放與經濟社會發展雙脫鉤的能力。其核心是降低能源消耗、減少碳排放量，目的在于平衡經濟社會發展和生態環境之間的關系。城市低碳競爭力包括經濟、社會和環境等方面。其中，經濟競爭力指促進經濟增長，為居民創造物質財富的能力；社會競爭力指促進城市可持續發展，構建和諧社會的能力；環境競爭力指降低能源消耗、減少溫室氣體排放量，提升城市環境品質的能力。三者之間是辨證統一的關系。如圖1所示，模型底部表示人類發展所依賴的三個資本之間的限制性關系，即環境容量限制著社會發展、社會發展制約著經濟發展；三個支柱分別代表城市經濟、社會和環境競爭力，上部的三角形表示城市低碳競爭力是經濟、社會和環境綜合水平的一種競爭優勢能力。

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3 城市低碳競爭力特征

3.1 系統性。城市低碳競爭力是經濟、社會和環境的綜合競爭力，是由產業結構、價值觀念、技術水平和政策制度等因素的綜合作用而創造和維持的。其強弱取決于各要素綜合作用的結果，不能僅注重某一因素或幾個因素，導致盲目性和片面性，產生短板效應。必須從整體出發，始終把握系統的整體特性和功能，才能增強城市的低碳競爭力。

3.2 動態性。城市競爭力是自身資源與外部環境通過制度與機制發生綜合作用的結果，自身有形資源、無形資源處在動態變化之中，而外部環境因素更是瞬息萬變。因此，城市低碳競爭力是個動態的系統，不僅其大小會變化，其內涵也會隨著經濟社會的變化而不斷發生變化，必須從發展和聯系的角度來研究城市的低碳競爭力。

3.3 相對性。這包含兩方面的內容。一方面，從某一時點去觀察不同城市的低碳競爭力現狀，是可比的。另一方面，從不同的時點去觀察同一城市的低碳競爭力發展變化狀況，同樣具有可比性。只有進行橫向和縱向比較，才能體現城市競爭力的大小，并分析其發展演化規律和影響因素。因此，城市競爭力是一個相對的概念。

3.4 開放性。根據系統論觀點，城市是一個開放的系統，必須與外界進行物質、能力和信息的交換，通過不斷吸收新的要素，調整自身以適應環境變化，并將城市的經濟、文化等各方面優勢“輸出”到周邊地區甚至更大的區域，占有或支配更廣范圍內的資源，帶動區域的發展，才能具有競爭力。開放性反映了城市的集聚和擴散的功能。

3.5 差異性。不同城市自身條件不一樣，城市政府的政策手段等因素也不一樣，導致城市低碳競爭力呈現差異性。培育城市低碳競爭力可以從城市的差別優勢出發，權衡自身在區域的角色定位，把城市間的競爭關系轉變為競爭一合作關系，形成優勢互補，相互促進，共同發展的“雙贏”局面。

4 城市低碳競爭力理論模型

基于低碳經濟和城市低碳競爭力內涵及特征，借鑒波特[3]、IMD[4]、和倪鵬飛[5]等學者或機構的城市競爭力模型，本文認為城市低碳競爭力的核心因素是經濟、社會和環境低碳競爭力，并且受區位稟賦、基礎設施、產業結構、城市文化、政策制度和技術創新等因素的支撐，見圖2。經濟競爭力指促進經濟增長，為居民創造物質財富的能力；社會競爭力指促進城市可持續發展，構建和諧社會的能力；環境競爭力指降低能源消耗、減少溫室氣體排放，提升城市環境品質的能力。三者相互影響、制約和加強，只有綜合提高三者的競爭力，才能提高城市的低碳競爭力。

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模型中，產業結構指各產業的構成及各產業之間的聯系和比例關系，是決定城市經濟增長方式的重要因素，也是影響節能減排的重要因子。區域稟賦指專屬于一個特定區域、基本上不可轉移的地域性特征，如地理位置、自然環境、區位交通、土地資源和城市印象等。基礎設施指既為物質生產又為人民生活提供一般條件的公共設施，是城市賴以生存和發展的基礎，包括能源、給排水、道路交通、郵電通訊和防災系統等。城市文化指城市居民在長期生活過程中，共同創造的具有城市特點的文化模式，包括城市生活環境、方式和習俗。政策制度是城市管理者制定的發展方向和行為準則。發展低碳經濟，需制定合理、正確的政策和制度，倡導低碳生活理念，鼓勵開發和應用節能減排技術。技術創新指改進現有或創造新產品、生產過程或服務方式的技術活動，重大的技術創新會導致經濟社會系統的巨大變革。低碳發展離不開先進科技支撐，須重點開展新能源和節能減排產品的研發工作。

5 城市低碳競爭力評價指標體系

基于城市低碳競爭力內涵及理論模型，遵循科學性、層次性、可比性和動態性等指標遴選原則，本文采用三層框架體系，目標層為城市低碳競爭力指數，準則層包括經濟低碳競爭力、社會低碳競爭力和環境低碳競爭力，指標層則為具體的指標，見表1。

6 結語

作為人類活動的中心，城市消耗全球85%的資源和能源，排除85%的廢物和CO2[6]，解決世界氣候和環境問題，關鍵在于城市的低碳化發展。通過研究城市低碳競爭力，有助于城市客觀清晰地認識自身在未來低碳模式下的發展狀況和優劣勢，科學制定低碳發展戰略。此外，研究不同城市的低碳競爭力，有助于整體把握我國城市發展低碳經濟的狀況和方向，為國家制定宏觀政策和決策提供依據。

參考文獻：

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[3]MichaelE?Porte.TheCompetitiveAdvantageofNations[M].Th

eFreePress，1990.

[4]International Management Development（IMD）.The World Competitiveness Yearbook（Z）.1997.

[5]倪鵬飛.中國城市競爭力理論研究與實證分析[M].北京：中國經濟出版社，2001.

篇（8）

人類社會的演替和發展以及相應的水文化都離不開自然生態水環境所提供的客觀基礎，水孕育了人類的精神文明與物質文明，世界經濟發達地區都在水源富足的大河流域，如歐洲是萊茵河、多瑙河、非洲的尼羅河，北美洲的密西西北河和南美的亞馬遜河都是城市的密布，工廠林立，人口眾多，交通便利。外國如此，中國也是如此，祖國眾多的城市無不坐落在江河湖海之濱，與水結下了不解之緣。

濟寧市地處黃淮海平原與魯中南山地交接地帶，山丘、平原、洼地、湖泊分別占總面積的 19.5%、49.1%、16.7%和 14.7%。濟寧市跨黃河、淮河兩大水系，作為中華民族母親河的黃河從北部梁山縣穿境而過。流域面積 3.17 萬平方公里的南四湖是我國北方最大的淡水湖，也是南水北調東線工程最大的調蓄水庫，總庫容 47 億方。境內水庫，河流眾多，已建成大中型水庫 5 座，小型水庫 247 座，流域面積 50 平方公里以上的骨干河道 93 條，繁忙的黃金水道京杭運河縱貫南北，號稱“江北小蘇州”，多年平均降水量 700 毫米，水資源總量平水年為 48.98 億方，其中地表水 33.71 億方，地下水天然補給量16.26 億方，可利用水資源 30.37 億方，其中地表水 17.44 億，地下水 12.93 億方。天然水資源與可利用水資源的單位面積擁有量、人均占有量均高于全省平均水平，豐富的水資源拉動經濟快速增長。

伴隨著金融危機的蔓延，全球發展綠色經濟應對金融危機已成為當前的趨勢，水利低碳經濟將成為撬動經濟復蘇的重要杠桿，將發揮經濟和環境保護相統一，將促進人與自然和諧相處的新內涵。

低碳經濟還是一種以能源的清潔開發與高效利用為基礎，以低能耗、低排放為基本經濟特征，順應可持續發展理念和控制溫室氣體排放要求的社會經濟發展模式。發展低碳經濟，要求盡可能少的使用礦物能源和通過新技術來有效使用再生能源以減少二氧化碳等導致溫室效應的氣體排放，以保護水環境不受污染，保證我市經濟社會的可持續發展。低碳經濟也是貫徹落實科學發展觀、保持經濟社會穩定持續發展必須要高度關注的課題。

發展低碳成為經濟新增長點，清水工程、小水電建設的開發利用都是為低碳經濟興水的一個新課題，在全球攜手應對氣候變暖、減少溫室氣體排放的時候，區域性、工程型和水質型水資源供需矛盾非常突出，越來越多的政治家、科學家、經濟學家認識到，低碳經濟是解決氣候變化與經濟發展矛盾的最終方案。一方面，低碳經濟和低碳技術可以減少二氧化碳的排放，有效地應對氣候變化，另一方面，通過對新技術的投入和發展綠色經濟，可以增加就業，促進經濟增長。從這個意義上說，低碳經濟是實現經濟增長從根本上與碳排放量增長脫鉤的重要途徑。氣候變化帶來了巨大的商機，碳交易、低碳產品和低碳服務的市場都非常有開拓前景。低碳產業是當前和今后永久性的發展主題，各行各業圍繞低碳經濟謀求發展，各行各業也正在加大投資力度，濟寧水利資源豐富，發展鄉村旅游，大力推廣低碳水上旅游，是助農增收的有效途徑，大力發展“低碳經濟”將會有“一箭雙雕”的效果，既可創造新的經濟增長點，又可促進水上旅游經濟發展質量的提高。

發展低碳經濟，政府應給予政策支持，不要把節能減排投資看作是外生的追加投入，而是轉變經濟增長方式的內源性、增長性和戰略性投入。這些政策支持中，金融政策是非常重要的一環，需要戰略性思維，綜合考慮，立體推進。使經濟朝著有復原能力的、可持續的、綠色復蘇的目標邁進。面對水資源的污染，我們將推動向清潔、創新、資源有效和低碳技術與基礎設施的方向轉型。

低碳經濟的提出既是為了應對氣候變化，但又超出了氣候變化本身。低碳經濟以能源的變革為核心，但涉及到人類居住行各個方面、各行各業，主要又與能源、工業、建筑、交通部門有關。低碳經濟就是要對這些部門進行“減碳”的改造和轉型，通過減少溫室氣體排放為前提來謀求最大產出，是通過人類的經濟行為實現人與自然的和諧相處，進而增強人類活動可持續性的一種新的發展模式。

低碳經濟的實質是開拓而不耗竭，適應而不保守，循環而不回歸，是一種以良好生態環境為基礎的科學發展模式。它不但能夠推動人與自然的和諧，而且可以促進經濟與人文、物質與精神、發展與幸福的和諧，已成為人們新的目標追求。

不管怎樣，發展低碳經濟對我市長遠發展來說，具有深遠的影響，在我市建設“資源節約型和環境友好型社會”的重大問題中，將會發揮巨大的經濟效益和環境效益。發展低碳經濟，將會最大限度地減少溫室氣體的排放，為最終實觀經濟和社會的可持續發展，水利方面應做好以下兩點工作：

加強水土流失治理。水土流失導致河流湖泊萎縮、加劇面源污染和土地退化、加重旱澇等自然災害，進而引致野生動物棲息地消失、生物多樣性降低，對生態安全和飲水安全等構成嚴重威脅。由于特殊的自然地理條件，加之礦產資源的生產發展，我市經濟社會發展付出了過高的生態環境代價。研究表明，森林植被具有減緩和適應氣候變化的雙重功能。從減緩的方面說，增加森林植被就能增加碳吸收，可以有效減少大氣中的溫室氣體。反過來，破壞和減少森林植被就會增加碳排放。從適應的方面說，通過森林植被的恢復，可以涵養水源、保持水土、防風固沙；建設防護林體系，減少森林火災和病蟲災害，加快優良林木選種選育等，能夠增強森林自身和人類社會適應氣候變化的能力。因此，建議今后采取各種有力措施，積極整合資源、資金，整體推進山、水、田、林、路、村的綜合整治工作，突出恢復森林植被，做好水土流失治理工作，為低碳水利發展做出貢獻。

篇（9）

名山出名茶，自古就是如此。廬山有云霧茶、黃山有毛峰茶、洞庭山則有碧螺春，但是，為什么只有武夷山的巖茶才有巖韻呢？

《茶經》記載“（茶）上者生爛石，中者生礫壤，下者生黃土?！蔽湟纳綄儆诘は嫉孛玻硟热荷江h抱，不僅土層深厚，而且多為風化巖殘土，這正符合上者生爛石的條件?？梢哉f，武夷山特殊的土壤結構為茶樹的生長，源源不斷地提供了豐富多樣的營養元素。

同時，由于武夷茶區地形復雜錯綜，巖茶區大部分利用幽谷、深坑、巖隙、山凹和部份緩坡山地，以石砌梯，填土建園，另有竣險石隙，砌筑石座，運填客土，以土代肥。在“武夷耕作法”中較突出的是“深耕吊法”、“客土法”，八九月挖山深翻時，將近根部有效養分吸收吊向行中，根部經日光曝曬、起除蟲滅病和土壤熟化的作用。客土中含有大量的微量元素如：Fe、Cu、Mg、Zn、Mo、Cl等是形成巖韻的重要特質。

總之，“巖韻”形成的原因，與武夷山獨特的地理環境有很大關系。獨特的地理環境包含地形、溫度、雨量、濕度、日照、土質等因素。適宜的品種才能吸收武夷山的地氣，孕育出“巖韻”。

品種

茶樹品種是衡量巖韻的重要因素之一，也是體現巖韻的唯一載體。武夷山有天然茶樹“品種王國”之稱，三十六峰，七十二洞，九十九巖?！皫r巖有茶、非巖不茶”，品種千變萬化。目前按照國家標準，巖茶主要分為水仙、肉桂、大紅袍、奇種和名叢五個品種系列：

大紅袍：大紅袍是烏龍茶中的“茶中之圣”，“巖韻”特顯，茶湯清滑甘爽、口感軟甜，湯感稠厚，香氣馥郁，回味甘爽，與其它名叢對照，沖至九泡尚不脫原茶真味。

肉桂：肉是巖茶系列中難得的香氣尖銳持久的品種，沖泡四五次后還有很強烈的芳香，桂皮香非常明顯（佳者帶乳味），有誘人之感，味鮮滑甘潤。

水仙：水仙是武夷茶當家品種之一。水仙湯色濃艷帶橙黃色，耐沖泡，葉底軟亮，味濃醇厚，喉韻明顯，回甘清爽，有特有的花香。

奇種：又名“菜茶”，其樹叢很矮小，枝干較細。其成品茶外形緊結勻整，色澤鐵青帶褐，較油潤，具有天然花香，香不強烈，清幽而含蓄，味醇厚甘爽，喉韻明顯，湯色橙黃透亮，葉底欠勻整。

名叢：白雞冠、鐵羅漢、水金龜、半天腰為武夷四大名叢，是武夷巖茶的獨特代表。

茶樹樹齡

巖韻與茶樹的樹齡有較直接的關系。樹齡短的茶樹則少有巖韻，20年樹齡以上的老茶樹，采制的茶不僅香氣高，且巖韻十分明顯。幼齡茶，尤其是水仙，它的香氣容易做出，但韻不明顯。一些老齡茶樹改造后又成了“幼齡”茶園。制出的茶也無明顯巖韻。

同時，“巖韻”與鮮葉老嫩度也有關。武夷巖茶一般采取大開面采摘，此時鮮葉表皮細胞較厚，角質層已分化完全，角質層外復蓋的臘質含有高碳脂肪酸和高碳一元脂肪，是形成烏龍茶香氣的主要成分。較成熟的鮮葉中類胡蘿卜素、淀粉、糖類、醚浸出物含量高，有利于“巖韻”的形成。

另外，為了保證巖茶質量，對采摘時間也有嚴格要求：春茶一般在谷雨后立夏前開采，而且一般一年只采一季。過嫩，則成茶香氣偏低，味道薄而苦澀；太老，則香粗味淡，成茶正品率低。錢塘人許次紓1597年撰《茶疏》，提出了“惟有武夷雨前（茶）最勝”的看法。他認為：“清明谷雨，摘茶之候也。清明太早，立夏太遲，谷雨前后，其時適中。若肯再遲一二日期，待其氣力完足，香烈尤倍，易于收藏?！狈駝t，巖茶入口，則無適口的“香、清、甘、活”之“巖韻”美。

制作工藝

獨享天澤的武夷巖茶，其制作工藝更是復雜獨到。這歷經數百年的傳統制作工藝將武夷巖茶的優良內質發揮到極致，凸顯巖韻的獨特風味。

巖茶制作工序主要為：采青萎調（曬青、晾青）做青（做手、搖青、晾青交替）炒青揉捻（初炒、初揉、復炒、復揉）初焙攤涼揀剔復焙團火補火包裝等十一道工序。以上每一道工序，凡求精求好，都必得一步一個腳印，不得疏忽，不能省略。

武夷巖茶得名，當地茶師的敬業精神是原因之一。武夷巖茶的制作目標，以適口為美。操作雖有規程，但又必須隨品種、溫度、濕度的變化而“看茶做茶”。做青時采取“兩曬兩晾”，重輕結合，看青做青，雙炒雙揉，去漚提香。初焙、復焙中最主要的是鮮葉中開面采，中度萎凋，做青以“三紅七綠”的發酵程度為標準，最后采用文火慢焙，熟化香氣，色味俱全。獨特的制作工藝是“巖韻”形成的重要手段之一。

沖泡技術

正確的沖泡方法也是充分發揮出巖茶巖韻的關鍵。一些泡茶高手對于巖茶的沖泡要訣總結為簡單七字：“好水、沸水、快出水”。

泡茶用水以天然的山泉水為上，潔凈的河水和純凈水為中，硬度大或氯氣明顯的自來水不可用；水溫需現開現泡為宜，水溫低于95℃或長時間連續燒開的水都略遜。最好配備“隨手泡”。泡茶前要洗凈茶壺、茶杯，先用開水燙杯，每杯投放5-8克茶葉。加放茶葉的多少因人而異，嗜濃者多加，喜淡者則少放。將沸水沖入，滿壺為止，后即用杯蓋刮去水面茶沫，再用開水澆淋茶壺，既提高壺溫，又能洗凈壺的外表。再將沖洗干凈的杯蓋稍傾斜蓋好，約一分鐘后用拇指、中指執凹形的杯蓋頂部將杯蓋挪開一縫，聞其香氣，以辨香味之純雜、高低、長短。反復數次，再將杯蓋放置原位，用拇指、中指擎住杯沿，食指壓住蓋頂，提杯傾斜，將茶湯巡回環復分注于公道杯中，速度要快，傾完為止。

浸泡參考時間：13泡浸泡1020秒，以后每加沖一泡，浸泡時間增加1020秒。浸泡時間的調整原則為前幾泡的湯色基本一致，品質好的可沖十余泡，重在沖泡次數與浸泡時間的調節。

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一.發動機氧傳感器的類型

汽車發動機燃油噴射系統采用的氧傳感器分為二氧化鋯（zrO2）式和二氧化鈦（TiO2）式兩種類型。而常見的氧傳感器又有單引線、雙引線和三根引線之分，單引線的為氧化鋯式氧傳感器；雙引線的為氧化鈦式氧傳感器；三根引線的為加熱型氧化鋯式氧傳感器，原則上三種引線方式的氧傳感器是不能替代使用的。其中應用最多的是氧化鋯式氧傳感器。

二.發動機氧傳感器的構造

二氧化鋯型氧傳感器由二氧化鋯管、起電極作用的襯套以及防止二氧化鋯管損壞和導入汽車的帶孔護罩等構成如圖1所示。

三.氧傳感器的工作原理

氧傳感器的工作原理與干電池相似，傳感器中的氧化鋯元素起類似電解液的作用，其基本工作原理是：在一定條件下（高溫和鉑催化），利用氧化鋯骨外兩側的氧濃度差，產生電位差，且濃度差越大，電位差越大。大氣中氧的含量為21%，濃混合氣燃燒后的廢氣實際上不含氧，稀混合氣燃燒后生成的廢氣或因缺火產生的廢氣中含有較多的氧，但仍比大氣中的氧少得多。在排氣高溫作用下氧氣發生分離，由于鋯管內側氧離子濃度高，外側氧在兩個表面電極有氧濃度差，氧離子就從濃度高的一側向低的一側流動，從而產生電動勢，所以二氧化鋯傳感器實際為一種容量較小的化學電池，也稱氧濃度差電池。 當混合氣稀，空燃比大時，排氣中的氧含量高，傳感器元件內、外側氧濃度差小，氧化鋯元件內、外側兩電極之間產生的電壓很低，當混合氣濃時，排氣中幾乎沒有氧傳感器內、外側氧濃度差很大。內、外側電極之間產生的電壓高（約1V）。在理論空燃比附近，氧傳感器輸出電壓信號值有一突變。二氧化鋯管內外涂有鉑起催化作用，能使排氣中氧氣與一氧化碳、碳化氫等發生反應，減少排氣中氧含量，使外側鉑表面的氧幾乎不存在，提高了傳感器的靈敏度。 氧傳感器的輸出特性與排氣溫度有關，二氧化鋯式氧傳感器的工作溫度在300℃以上。當排氣溫度低于一定值約時，氧傳感器的輸出特性不穩定，因此氧傳感器一般都安裝在排氣溫度較高的位置。為此，有些車上海裝有排氣溫度傳感器，當排氣溫度傳感器的信號達到一定值后，控制單元才根據氧傳感器的信號進行空燃比反饋修正。其特點是抗鉛；較少依賴于排氣溫度；起動后迅速進入閉環控制。

四.氧傳感器的常見故障

（一）氧傳感器中毒

氧傳感器中毒是經常出現的且較難防治的一種故障，尤其是經常使用含鉛汽油的汽車，即使是新的氧傳感器，也只能工作幾千公里。如果只是輕微的鉛中毒，接著使用一箱不含鉛的汽油，就能消除氧傳感器表面的鉛，使其恢復正常工作。但往往由于過高的排氣溫度，而使鉛侵入其內部，阻礙了氧離子的擴散，使氧傳感器失效，這時就只能更換了。

（二）積碳

由于發動機燃燒不好，在氧傳感器表面形成積碳，或氧傳感器內部進入了油污或塵埃等沉積物，會阻礙或阻塞外部空氣進入氧傳感器內部，使氧傳感器輸出的信號失準，ECU不能及時地修正空燃比。產生積碳，主要表現為油耗上升，排放濃度明顯增加。此時，若將沉積物清除，就會恢復正常工作。

（三）氧傳感器陶瓷碎裂

氧傳感器的陶瓷硬而脆，用硬物敲擊或用強烈氣流吹洗，都可能使其碎裂而失效。因此，處理時要特別小心，發現問題及時更換。

（四）加熱器電阻絲燒斷

對于加熱型氧傳感器，如果加熱器電阻絲燒蝕，就很難使傳感器達到正常的工作溫度而失去作用。

（五）氧傳感器內部線路斷脫

內部線路有虛焊 松脫或者斷路。找一個新的氧傳感器進行檢測，如果故障消失則是氧傳感器的毛病，反之，則是線路的問題，需更換線路。

五.氧傳感器的檢修

（一）分工況檢測

氧傳感器輸出的信號電壓（指ECU 導線側連接器端子對地的電壓）應當符合下面的要求――a.點火開關位于ON 位置時，信號電壓大約為0V；b.發動機冷機怠速運轉時，信號電壓大約為0V；c.發動機預熱后怠速運轉時，信號電壓大約為0 V～1.0V；d.發動機預熱后加速運轉時，信號電壓大約為0.5 V～1.0V；e.發動機預熱后減速運轉時，信號電壓大約為0 V～0.4V。

（二）靈敏度檢測

起動發動機，讓發動機以2500 r/min 的轉速運轉3min，使氧傳感器達到工作溫度。發動機繼續以2500r/min 的轉速運轉，同時測量氧傳感器的信號電壓，如果信號電壓在0.1 V～1.0V 之間波動的次數為10 s 內大于8 次，說明氧傳感器的靈敏度正常。否則，應當更換氧傳感器。

（三）模擬檢測

拔下一根發動機的真空軟管，模擬混合氣變稀，若氧傳感器的信號電壓下降到0.1 V～0.3V；堵住空氣濾清器的進氣口，模擬混合氣變濃，若氧傳感器的信號電壓上升到0.8 V～1.0V，說明氧傳感器工作正常。如果氧傳感器的信號電壓不發生上述變化，說明氧傳感器有故障，應該予以更換。

六.氧傳感器故障的案例

（一）案例

（1）故障現象

一輛豐田LEXUS LS400轎車，已經跑了10萬多公里，車主反映車子加速沒有以前順暢，松油門時怠速有輕微的振動，發動機故障燈時亮時不亮，油耗也明顯增加。

（2）故障的診斷

讀取故障碼，故障代碼顯示為混合氣過濃或過稀，從而得到大概的故障部位在進氣系統、燃油供給系統、點火系統。可能的主要故障部件為空氣流量計、水溫傳感器、節氣門位置傳感器、油壓調節器、點線圈、高壓線、火花塞及氧傳感器。本著先易后難的原則逐一進行檢測，推斷故障所在因為空氣流量計、水溫傳感器、節氣門位置傳感器都有一個確定的故障碼，如有問題，都會被控制單元記錄下來，會有故障碼讀出，根據故障自診斷情況，這些部件都沒有故障代碼，基本可以確定上訴部件沒有故障。而氧傳感器是受其它因素影響較多的元件，應該先檢測其它的元件，最后檢查氧傳感器。檢發現其余元件沒有損壞，問題則出在氧傳感器上。

（3）故障的檢修

根據電路圖，斷開發動機ECU與氧傳感器的聯接，對氧傳感器進行檢測，測量左右兩邊的主氧傳感器加熱元件的電阻，都在5.1～6.3Ω之間，沒有問題，接著測量ECU端子HTL和HTR對搭鐵的電壓在9～14V之間，也沒有問題。只有檢查氧傳感器的工作情況了。按要求裝好拆下的拆下的部件，起動發動機，并熱車到正常的工作溫度，連接診斷插座上的E1和TE1端子，用萬用表的正極表棒連接到插座的VF1和VF2端子，負極表棒連接到E1，高怠速（2500r/min）運轉2分鐘以加熱氧傳感器，然后將發動機速保持在2500r/min。分別計算電表在0～5V之間的波動次數（正常應在每10秒內波動8次左右），測得的波動次數為零。始終保持在0V，問題可能是氧傳感器信號問題。再測量端子OX1、OX2端子跟E1之間的電壓在0.5V以下，只有0.1～0.2V（正常應在0.5V以上），這就說明氧傳感器不工作，問題終于找到了。由于氧傳感器不能正常地把信號反饋給發動機ECU，不能對噴油器的噴油肪寬進行控制和修正，產生混合氣過稀、過濃現象，導致出現了前訴問題。最后更換2個氧傳感器和火花塞后，試車故障再也沒有出現。

七.汽車氧傳感器的發展趨勢

中國開創性地提出了“新型汽車氧傳感器產業” 及替代品產業概念，在此基礎上，從四個維度即“以人為本”、“科技創新”、“環境友好”和“面向未來”準確地界定了“新型汽車氧傳感器產業” 及替代產品的內涵。根據“新型汽車氧傳感器產業” 及替代品的評價體系和量化指標體系，從全新的角度對中國汽車氧傳感器產業發展進行了推演和精準預測，在此基礎上，對中國的行政區劃和四大都市圈的汽車氧傳感器產業發展進行了全面的研究。

參考文獻：

篇（11）

很多人都會去咨詢身邊那些較為了解運動品牌的朋友，如何選擇一雙適合自己的跑步鞋？其實最基本的，是先了解一下跑步鞋品牌！在各類商場的貨架上，Nike、Adidas等運動品牌特意劃分出了跑步鞋的區域，但對于熱衷慢跑的人而言，它們不過是“時尚”慢跑鞋品牌，說到專業度，還差了三五條街！當然，Adidas旗下跑步系列逐漸細分并且形成換代規模，還是具有一定專業性的。

真·Top5

很多跑友津津樂道的四大跑步鞋品牌是Saucony（索康尼，美國）、New Balance（新百倫，美國）、Brooks（布魯克斯，美國）、Asics（亞瑟士，日本）。當然，由于這榜單的出自美國，根據行家們的說法，還應加入Mizuno（美津濃，日本）才合理。

也許很多讀者都會疑問，為何這些名氣較小的品牌形成了TOP5陣營，卻沒有Nike之流的席位？引用資深跑友的口頭禪就是：“沒有各系列細分以及寬度鞋楦標準的跑鞋品牌，還好意思稱之為專業？”

說到New Balance，不論是熱愛時尚還是喜歡跑步的朋友，都不會對這個品牌感到陌生，諸多影視明星以及時尚達人對574等款式的持久熱衷，讓這個品牌具有著十足的時尚意味，不過New Balance旗下的1225、1226系列跑步鞋也創下了了專業慢跑鞋的不少記錄，定位頂級手工制鞋技術的總統系列更是不用多說。一句話，這個品牌充斥著無數令人耳熟能詳的經典款式。

Asics的入圍，其實也不意外，在慢跑鞋、足球鞋領域，都不會缺少日本品牌的存在，原因在于日本廠商針對亞洲人多出現的扁平足及寬大腳掌方面有著十分細致的設計，所以Asics以及之前提到的Mizuno都會對亞洲人的腳型有著較為特殊的照顧。

要提醒一下各位的是，Saucony以及 Brooks都未正式進入國內，所以商場中不會出現這兩個品牌的專柜，諸多跑友只有通過海淘等渠道購買，實在有點可惜。當然，也正是這份小眾而專業的風格，讓它倆有了低調而奢華的內涵，以至于筆者鐘愛的Brooks走在大街上經常被朋友這樣問：“這雙安踏是什么時候出的，還挺靚……”

其他跑鞋品牌除了Nike、Adidas外，還有Puma、Reebok等，此外，還有國產的多威（更多活躍在80后記憶中，體育老師們那雙萬年不變的藍色跑步鞋），也有自家旗下的跑步鞋系列，后續的文章中還將有所介紹。

好了，說過了這幾大慢跑鞋品牌，下面就要拉開本文的正式話題。

誰是經典？

在這個環節中，可以拿來介紹的實在太多，每個運動品牌旗下都擁有著不少受到廣泛歡迎的長青款式，在此把久經考驗、爭議最少、最為經典的幾款產品帶給大家。

asics GEL-Kayano 19

參考價格：1398元

作為asics最著名的慢跑鞋系列，即便面對同門的Cumulus以及Kinsei，Kayano 19也擁有著足夠的底氣能夠坐穩這頭把交椅，尤其是在國內市場中，對于K系列更是推崇至極。雖然雙密度橡膠大底并非A家專利，但Soft Top DuoMax還是可以最大程度地減少因為腳面側傾導致的不良后果，加上外露的厚實GEL硅膠，帶來了慢跑過程中的舒適腳感。

當然，說到科技配置，Kayano 19可不是僅僅配置了外露硅膠的奶油小生，從中底的Solyte輕質緩震材質，到保證跑步運動狀態的Guidance Line（重力引導線），再到鞋底重點部位采用的AHAR+耐磨橡膠，Kayano 19可謂是用科技化裝備武裝到牙齒的經典慢跑系列代表產品。

Mizuno Wave Prophecy 2

參考價格：1398元

自打美津濃將Wave技術運用到旗下中高端所有產品之中，就開始了這個造型怪異跑步科技的新篇章，相比常見的果凍膠以及氣墊等減震形式，Wave在提供強大回復彈性的同時，盡可能地降低了跑步鞋中底的重量，對于爭奪輕量化寶座的慢跑鞋市場而言，這是一個吸引眼球以及獲取最輕質量的不二法寶。而Prophecy 2，則將這份奇異的特色發揮到了極致。

Prophecy 2采用全掌Infinity Wave設計，比傳統的后掌Wave覆蓋面積更加廣，整體質量也更輕。為了在回彈性之余增加中底的舒適性，AP+材質的運用，讓它有著更舒適的腳感，配合Dynamotion動態貼合系統，在整個Wave中底上，形成了一個包裹性更強的單層靴設計。它的科技元素多到無以復加，但是必須嚴重提醒一下：購買前必須做好心理建設，否則接受它的外觀會將一個漫長的過程……

TIPS 鞋楦寬度

除了產品系列的差異之外，鞋楦寬度也是每一個專業跑步鞋生產廠商的必備衡量標準。一般來說，男士的標準鞋頭寬度是D，女士的標準鞋頭寬度是B，標準寬度對于大多數跑友來說都可以滿足使用需求。不過對于腳面較寬的亞洲人而言，有更大的寬度可供選擇還是很必要的，尤其是對于鞋楦較為瘦長的支撐系跑鞋而言，一雙2E乃至4E的慢跑鞋，會讓你更加自在。

需要提醒的是，雙腳在白天會脹大，因此建議最好于傍晚時分，待雙腳脹得最大時才去試穿，以減少買鞋尺寸的誤差。目前New Balance等品牌在較大專賣店都會有不同寬度的鞋款試穿，現場也會有專業的“量腳器”（布蘭諾克設備）提供測量服務。

New Balance 990GL3

參考價格：1899元

很多熱愛跑步的朋友都會對這雙鞋的入圍感到不解，的確，注重內斂與奢華的總統跑步鞋的價位并非大眾能夠接受，動輒1800起步也讓這尊大神有些不夠“平易近人”，但隸屬于Premium系列的990GL3的確是慢跑鞋中的少有的分支——奢華款式。純手工縫制以及翻毛牛皮的外表，讓這款看起來“灰頭土臉”的鞋款太過低調，但小布什這樣總統級的人物傾情上腳，讓它有著搶眼的出鏡率。經典的993采用前后掌Abzorb SBS吸震材料，在后跟搭載了DTS，穩定性出色，可惜現在只能在美國官網定制。作為換代產品的990GL3屬于支撐系慢跑鞋，之所以定價更高，主要是足弓處比993多了碳板，穩定性得到了提升。

Brooks Beast 12

參考價格：910元

Brooks擁有完善的產品系列，相比傳統慢跑鞋而言，Beast更加生活化，尤其是有悖于時下流行的輕量化設計、較為復古的鞋身以及厚實的中底，帶來的是最舒適的步行、跑步感受。當然，對這個售價不菲的“野獸”，Brooks也將旗下的緩震科技悉數聚齊，包含防止外翻的大面積TPU承托盤以及那個令人踩過就不會忘記的鞋墊，組合起來甚至有了踩shi的感覺，一個詞就能形容：舒服。Beast在2012年從支撐系獨立出來，形成了全新的控制系，不過這個系列也停留在了Beast12，還沒有推出后續的版本。對大體重（80kg以上）的人群來說，它帶來的舒適性獨一無二。該系列還有針對女性的版本，名為Ariel。

慢跑鞋的分類

很多朋友的疑惑在于，慢跑鞋還需要分類么，長相區別不算大，除了價格和配色，還有什么可以作為分類依據？其實上文提到的五大跑步鞋品牌都有著嚴格而專業的系列劃分，大都包含了越野型、緩沖型、支撐型、控制型、比賽型。

越野型 由于其針對性，越野型跑鞋的鞋底構造與傳統跑鞋不同，大多會采用較為堅固的硬橡膠作為覆蓋材質。當然，更高端的系列還可能會使用Gore-Tex等面料作為防水之用，所以這類鞋子更適合戶外運動而非日常跑步或者比賽用鞋。

緩沖型 緩沖型又稱緩震型，顧名思義，這個系列的產品會提供較為強大的緩震性能，再通俗點說就是——軟。通過大面積減震膠、雙密度橡膠帶來的柔軟的中底感受，讓跑步者擁有較為舒適的跑步過程，但由于鞋底中部的支撐性有限，更適合高足弓跑步者。這個系列中的絕大部分產品，也都適于日常步行使用。

支撐型 相比緩沖型而言，這類跑鞋會在整個鞋身以及鞋底的穩定性上下功夫，從TPU承托盤乃至碳板的應用，在跑步過程中，對于跑步者的跑步動作以及跑步習慣，都有一定的輔助糾正功能，可以說支撐型慢跑鞋兼顧了緩沖型以及控制型的優點，處在一個較為平衡的位置，也都具有著更加標準的跑鞋樣式，是最為Classic的慢跑鞋分類。

控制型 控制型跑鞋通常是為低足弓和扁平足人群設計，所以在支撐性能保障的前提下，會將鞋底設計得更寬，也更加平坦，尤其對于體重較大/扁平足的跑步者而言，控制型慢跑鞋是非常適合的。

比賽型 對于大眾跑步者而言，這個系列的參考價值大于實用意義。比賽型慢跑鞋大多為專業跑步選手而設計，不論長距離跑步還是馬拉松等項目，都會在輕量化上下足功夫，出于對比賽選手的跑步負重考慮，比賽型慢跑鞋大多數都不會采用大面積減震橡膠等舒適性配置，而是在簡約化的同時，盡可能降低鞋身的重量。

當然，需要額外說明的是，各大品牌的慢跑鞋分類雖然很細，但并非沒有交集，不是說緩震系就不可以擁有支撐性，而穩定系就不考慮減震舒適度，所以還是建議在選購的時候，最好可以親自嘗試多個系列，親身體驗、比對。

跑步周邊裝備

跑步裝備其實與個人的跑步習慣有關：有些人喜歡“裸跑”，短衣短褲慢跑鞋，其他任何東西都不帶，單純享受跑步的樂趣；而有些人則是“裝備控”，能提升專業度的一定要武裝到牙齒。

梯度壓縮衣

正所謂工欲行其事必先利其器，光滿足腳上的需求還不算資深慢跑裝備控，梯度壓縮衣也是不可或缺的一部分。其實在日常生活中見到最多的壓縮衣、壓縮褲，大都出現在NBA轉播的畫面中，各路球星都會在球衣內穿上梯度壓縮衣，不過在身邊的朋友要是也穿上的話，大家往往一致認為這“”的家伙穿上了黑絲、緊身褲……

梯度壓縮衣褲的主要功能是貼身排汗和壓縮肌肉。大多數壓縮衣都會貼合肌肉線條，看上去會有一種“緊繃”的感覺，在運動過程中可以很快將汗液導出并且通風吹干，“冬暖夏涼”有點過于神話，但確實具有著不錯的排汗作用的；壓縮肌肉方面，由于采用多種壓縮密度材質的拼接設計，易出汗的部位選用透氣、倒汗的材質，而肌肉密集區則選擇彈性十足的材質，在運動過程中有助于肌肉保持緊繃狀態，可起到減少抽筋及拉傷等傷病的發生。在運動后，壓縮材質的應用還可以輔助肌肉迅速恢復。

作為最簡單的運動形式，慢跑甚至無需跑步鞋便可進行，但伴隨著人們對舒適感以及專業性的不斷追求，將運動裝備武裝到牙齒的想法充斥在我們每個人的腦海里。借助這些科技附件，可以進一步提升運動效率，減少運動帶來的傷害，當然，這也是筆者這樣“純裝備流”跑友在購買之前給自己的最佳理由（老實說，其實也是敗家的最佳“借口”）。

鞋墊

每雙慢跑鞋都會配備鞋墊，但是要知道，一雙舒適的鞋墊，占據了整體腳感三成的戲份，舉例來說，Brooks Beats 12自帶的橡膠鞋墊在厚度以及柔軟度方面堪稱原配鞋墊的極限典范，筆者在某購物網站搜索了許久都沒能找到單獨銷售的最愛。

第三方鞋墊方面，最著名的莫過于Ortholite鞋墊，官方介紹具有透氣，吸汗，防臭、防霉、抑菌，緩沖性良好的特點，實際體驗來看，在緩沖性方面基本是與中高端慢跑鞋相同的水準。

合成型鞋墊相對于原配鞋墊而言，合成型鞋墊大都會在緩沖性能方面增加一些部件，例如加厚的緩震膠墊、符合人體工學設計的腳型凹槽，甚至是增加TPU材質增強穩定性，在整體的功能性方面要超出原配鞋墊不少，也是不少跑友在原配鞋墊出現老化之后的首選。

其他方面，類似Nike Zoom Air以及全掌Air氣墊的鞋墊在淘寶上也隨處可見，但更適合籃球鞋的墊高以及舒適性提升，對于本就是低幫設計的慢跑鞋而言，貿然提升鞋底高度會在很大程度上增加腳踝扭傷的幾率。此外，全硅膠材質的鞋墊雖然可以帶來十分舒適的緩震感受，但對于重視散熱性的慢跑鞋而言，尤其是長時間跑步的慢跑者而言，這是一定要避開的。

跑步襪