双碳的基本内涵大全11篇

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篇（1）

国际贸易分工是优化资源配置、增进全球福利的基本手段。但贸易分工必然引发碳转移排放。随着发达经济体日渐向服务和高新技术产业转型，其高能耗、高污染的低端制造品越来越依靠从发展中国家进口。这种分工格局必然引发“发展中生产国通过出口贸易承担发达消费国的能耗和环境污染”的碳转移排放问题。目前国际社会采用的以“生产排放”为基准的碳减排核算方法没有反映碳转移排放的事实，不但有失公允，而且使得发达国家缺乏减排及转让减排技术的激励，不利于全球减排的终极目标。准确计量贸易中的隐含碳及贸易引发的碳转移排放，是融入“消费排放”准则，在国际范围内合理分配碳减排责任的前提条件。本文以中英货物贸易为例，准确测度贸易中的隐含碳及贸易引发的碳转移排放，在分析其变动趋势和影响因素的同时，试图提供一个更加科学的碳排放与碳减排核算框架。

二、文献综述

源自贸易全球化对世界环境影响问题的关注，国外一些学者较早就意识到国际贸易中隐含碳的重要性。Wyckoff，A.W. and Roop，J.M.（1994）通过评估1984～1986年OECD最大的6个国家进口工业制成品的隐含碳，得出了“如果进口货物占国内产品消费的比重很大，那么仅仅针对国内温室气体减排的政策将会大打折扣”的结论。Schaeffer，R.and Leal de Sa'，A.（1996）分析了1970～1992年巴西进出口货物情况，认为发达国家正通过离岸生产向发展中国家转移碳排放。Munksgard，J. and PederSen，K. A.（2001）提出了究竟是产品的生产者还是消费者应该为碳排放负责。Ferng，J. J.（2003）则建议用受益原则来分配因为产品消费所产生的污染物排放的责任。Ahmad，N. and Wyckoff，A.（2003）计算了24个国家国际贸易中的隐含碳，并且探究了贸易引发的全球碳排放的地理转移趋势。张晓平（2009）采用投入产出法分析了中国货物进出口贸易产生的排放转移效应，并指出中国出口商品内涵排放量在2000～2009年处于上升态势。

近几年，随着气候和碳排放问题的升温和研究的深入，从双边贸易角度研究隐含碳和碳排放的文献开始出现。Shui，B. and Harriss，R.C.（2006）估算得出中国对美国出口而产生的占每年中国碳排放总量的7%～14%。同时，由于中国大量使用煤炭作为能源并且制造技术缺乏效率，中美贸易在1997～2003年间使全球多排放了720百万吨。You Li. and Hewitt C. N.（2008）估算了2004年中英双边贸易的隐含碳排放。结果显示，通过中英贸易，英国避免了11%的碳排放。尹显萍、程茗（2010）运用投入产出法对中美商品贸易中的内涵碳进行了测算，发现2000～2008年中国对美国内涵碳的年净出口量高达1.42～6.73亿公吨，占中国化石燃料碳排放总量的4.7%～10.9%。尹显萍等（2010）从国家、部门和重点行业三个层次定量研究了中日商品贸易中的内涵能源问题，结果表明，对比日本同类部门，中国的生产部门倾向于更多的能源要素投入和对高能耗部门的依赖，间接反映出由生产技术特征决定的投入结构还处在较低水平，这些部门在出口产品时也为日本承担了大量的碳排放责任。陈红蕾、翟婷婷（2013）分别采用双区域和单区域投入产出模型，估算中澳贸易的隐含碳排放，发现2007年以来中国在中澳贸易中为隐含碳净进口国，即中澳双边贸易有利于中国经济“节能减排”。

当前，绝大多数文献仅仅采用“出口隐含碳”一个概念来分析或计算贸易转移排放，进口隐含碳则以贸易伙伴的出口隐含碳来代替，并以此研究贸易对各国和世界环境的影响。然而，从“消费排放”的角度，进口隐含碳应该指如果进口品完全由本国生产（消费）所排放的，即“通过进口所避免的碳排放”，这样，一国生产的碳排放量减去出口隐含碳加上进口隐含碳才会等于该国消费的碳排放量，一国出口隐含碳减去其贸易伙伴进口所避免的碳排放也才能反映该国出口对世界环境的净影响。因此，与已有的文献不同，本文引入“通过进口所避免的碳排放”这一概念，准确测度中英货物贸易中的隐含碳及贸易引发的碳转移排放，并进一步分析其影响因素及中英双边贸易对全球环境的净影响。

三、出口隐含碳和进口所避免的碳排放的计算方法

（一）中国向英国出口的隐含碳计算

计算出口隐含碳的最基本方法是叠加本国不同货物的出口额与该货物每产值消耗的的乘积。但是，由于经济各部门之间存在复杂的投入一产出关系，一种货物所隐含的排放量并不等于生产该货物的部门排放的（因为生产中使用的原材料、零部件等投入品也隐含，原材料、零部件又有其投入，投入又隐含……），必须通过投入产出模型才能计算每种货物所隐含的碳排放。

环境投入产出表通过直接和间接的排放强度矩阵来阐释产品生产给环境带来的影响，是测度货物隐含的碳排放的最佳选择。但中国官方目前尚未公布环境投入产出表，因此本文借鉴张晓平（2009）计算中国对外贸易隐含碳的方法，根据里昂惕夫投入产出法的基本原理，来推算每种产品所消耗的，并进一步计算中国向英国出口货物的隐含碳。

A、B矩阵是根据《2007年中国投入产出表》整理得出的17个部门间的投入产出矩阵①，假定研究期间部门间投入产出矩阵不变，即部门间的 直接消耗系数和完全消耗系数保持不变。

其中的数据由相应年份的《中国统计年鉴》整理得到。

中国第k年向英国出口货物隐含碳总量为：

（二）英国向中国出口的隐含碳计算

目前，世界上许多国家已经采用环境投入产出表来估算产品生产对环境所带来的影响，英国便是其中之一。英国官方最近一次公布环境投入产出表是在1993年。1993年环境投入产出表直接测算了英国91个产品部门直接和间接的排放量。因此本文依据该表计算英国向中国出口的隐含碳。

由于部门间直接和完全消耗系数变化、一次性能源消耗比例变化等原因，英国各个产品部门排放量并非一成不变。借鉴You Li和Hewitt（2008），本文根据一次性能源消耗比例的变化对英国1993年的环境投入产出表进行调整，以获得其它年份各个产品部门的排放量。

（三）中国从英国进口所避免碳排放的计算

由于受到汇率和购买力平价的影响，用同等价值的金钱在中英两国分别购买相同或相近的产品将会得到不同的数量。中国从英国进口某类产品的进口额并不等于由中国自己生产该类产品的国内价值。因此必须先通过相对购买力平价计算来自英国的产品的国内价值，然后计算中国从英国进口所避免碳排放。

相对购买力平价（RPPP）等于两国货币的汇率（E）与两国货币购买力平价（PPP）的比值，这里是人民币/英镑的汇率与中国/英国购买力平价的比值。由于人民币和英镑之间没有直接的购买力平价转换因子，因此我们以美元为中介来计算人民币和英镑间的相对购买力平价⑤。即：

计算结果见表1。

经过相对购买力平价调整后的第k年中国从英国进口所避免的碳排放为：

（四）英国从中国进口所避免碳排放的计算

同理，计算英国从中国进口所避免碳排放时，必须运用相对购买力平价对来自中国的货物的英国价值进行调整。这里，英镑对人民币的相对购买力平价刚好是表1中人民币对英镑的相对购买力平价的倒数。因此，经过相对购买力平价调整后的第k年英国从中国进口所避免的碳排放为：

式（9）中，的含义及数据同式（6）。

在中英双边贸易中，如果排除统计口径、方法、误差等因素，中国对英国的出口额和进口额就分别等于英国对中国的进口额和出口额。因此，本文采用由中国商务部公布的贸易数据⑥。在计算中国对英国出口隐含碳以及中国从英国进口所避免的碳排放时，本文利用《2007年中国投入产出表》，历年《中国统计年鉴》中关于行业产值及能源消费额，以及历年中英贸易数据作为计算依据。由于投入产出表的分类、产品HS海关分类以及《中国统计年鉴》中行业和能源消耗分类都不尽相同，本文对数据进行了归并整理，最后得到17个产品部门的数据。在计算英国对中国出口隐含碳以及英国从中国进口所避免的碳排放时，本文利用英国1993年环境投入产出表和中英贸易数据作为计算依据。在数据归并整理时，中英贸易数据按照环境投入产出表的91个产品部门进行了归并划分。

四、计算结果及分析讨论

（一）中英双边贸易中隐含碳的计算分析

1.中英双边贸易中隐含碳的总体情况

根据前述方法，本文计算了历年中国对英国出口货物中的隐含碳和英国对中国出口货物中的隐含碳。如图1、图2所示，2004～2009年中国对英国出口货物中的隐含碳介于76.17百万～112.32百万吨之间，英国对中国出口货物中的隐含碳介于1.55百万～4.08百万吨之间。中国对英国出口货物中的隐含碳以2006年为顶点，有一个先上升后下降的趋势；而英国对中国出口货物中的隐含碳要小得多，且呈持续上升趋势。

以上两图得到的结论说明，在中英双边贸易中，中国是隐含碳的净进口国，并且差额巨大。巨大的隐含碳差额一般都有巨大的贸易差额作支撑，因此我们把中国对英国贸易净出口和中国对英国隐含碳净出口进行对比，见图3。图3显示，中国对英国隐含碳净出口除了在2005年有小幅上升外，之后的年份呈持平下降趋势，而中国对英国贸易净出口则一直稳步上升到2008年，2009年才有所下降。两者变化趋势的不吻合说明，除了贸易差额外，还有其它因素影响出口隐含碳的变化。

图4显示，中国对英国出口货物中的隐含碳占当年中国总排放量的比重从2004年的1.35%上升至2007年的1.71%后又下降至2009年1.44%，同样呈现了先升后降的趋势；而英国对中国出口货物中的隐含碳占当年英国总排放量的比重从2004年的0.33%一路上升到2009年的0.75%。

图3和图4表明，2004～2009年中英双边贸易中，中国一直是隐含碳的净出口国，六年间累计达到581.75百万吨。并且，中国因中英贸易而产生的占本国总排放量的比重较高。这说明中国生产排放的有一部分是为了满足国外消费需求而产生的。因此，不考虑碳排放转移，按照现行的“生产排放”基准把这部分排放的责任推给中国是有失公允的。

2.影响中英双边贸易隐含碳变化趋势的因素

一般来说，出口隐含碳主要受三方面因素影响：出口额、出口货物结构以及出口国每生产1单位出口货物所消耗的能源。由于出口货物种类过多，不便于计算，因此本文用出口国每生产1单位国内生产总值所消耗的能源量，即能耗强度，来代替出口国每生产1单位出口货物所消耗的能源。

（1）影响中国对英国出口货物隐含碳的因素

观察图5可知，与中国对英国出口隐含碳相似，中国对英国出口额也呈现先上升后下降的趋势，但是两者达到峰值的年份不同，分别是2006年和2008年，因此可以推断，中国对英国货物出口额并非是其出口隐含碳变化趋势的唯一影响因素。

图6反映了2004～2009年中国对英国出口货物结构的变化，各行业出口额的走势与中国对英国总出口额走势基本吻合。因此我们可以推断，出口货物结构的变化并非是中国对英国出口隐含碳变化（趋势）的主要原因。

表2反映出2004～2009年中国的能耗强度一直处于下降趋势，这一点直接解释了中国对英国出口货物隐含碳的向下变化趋势。

综合以上分析，中国对英国出口额的逐年攀升为中国对英国出口隐含碳提供了向上的动力，而中国逐年提高的能源利用效率则给出口隐含碳向下的压力。在两者的共同作用下，中国对英国出口隐含碳呈现了以2006年为顶点，先上升后下降的趋势。

（2）影响英国对中国出口货物隐含碳的因素

图7显示，2004～2009年英国对中国的货物出口额和出口隐含碳的变化趋势基本吻合。两者在 2008年以前都呈快速上升趋势，2009年由于受到全球金融危机的影响，出口额和出口隐含碳相对平稳或略有下降。由此可以推断，英国对中国出口隐含碳在很大程度上受到其出口额的影响。

图8显示的是英国对中国出口货物的分行业（按中国投入产出表的行业分类）数据。经过计算，2004～2009年英国机械设备制造业对中国的出口额占英国对中国出口总额的50%～60%，因此在一定程度上，英国对中国出口是由英国机械设备制造业出口所主导的。同时，其他行业出口额的变化趋势与机械设备制造业出口额变化趋势相似，因此英国出口货物结构变化并未对其出口隐含碳变化产生重大影响。

表3描述英国的能耗强度。由于英国的能源利用率已经很高，所以其能耗强度下降缓慢，2009年的能耗强度甚至和2008年持平。因此，能耗强度的变化对英国对中国出口隐含碳的影响不大。

（二）中英双边贸易中进口所避免的碳排放及其影响

1.中英双边贸易中进口所避免的碳排放

（1）中国从英国进口所避免的碳排放

将相关数据代入公式（8），经过计算，我们得到图9和表4。

由图9得知，2004～2009年，中国从英国进口所避免的碳排放量介于6.38百万～8.65百万吨之间，并且总体处于上升态势。

由表4得知，2004～2009年，中国从英国进口所避免的碳排放占当年本国总排放的比重很低，但总体处于上升趋势。这意味着通过从英国进口货物而不是由本国自己生产进口货物，中国减少相当于本国总排放量0.09%～0.16%的碳排放。

（2）英国从中国进口所避免的碳排放

根据公式（9）以及相关数据，我们得到下页图10和表5。

由图10得知，2004～2009年的中英双边贸易中，英国所避免的碳排放量大大高于中国所避免的碳排放量，从2004年的18.77百万吨上升至2007年的35.98百万吨后开始一路下降至2009年的27.22百万吨。

由表5得知，在研究期间，英国从中国进口所避免的碳排放占当年英国总排放的比重从2004年的4.03%上升到2007的6.62%，此后开始下降，到2009年为4.99%。相比于中国从英国进口所避免的碳排放占中国总排放的比重，英国所对应的比重明显较高。

2.中英贸易对全球环境造成的影响

（1）中国对英国出口对全球环境的影响

如果进口国通过进口货物所避免的碳排放量小于出口国出口该货物的隐含碳，就说明该贸易行为会造成额外的碳排放。英国从中国进口货物的贸易很显然就属于这种情况。用研究区间内各年中国对英国出口隐含碳减去当年英国从中国进口所避免的碳排放，我们可以得到中国对英国的出口贸易将会多造成多少碳排放（即多余的环境负荷），如图11所示。

通过从中国进口货物，英国为本国节约了18.77至35.98百万吨的排放。但是由于中国较低的能源利用效率，中国对英国出口这一贸易行为使得世界上多产生了相当于英国节约碳排放4.3倍到1.8倍的。而英国消费者则应为这些多产生的负责。如果这部分碳排放被划归于英国，英国不同年份的碳排放将会增加8.97%到17.37%不等。值得注意的是，由于中国逐渐提高的能源利用效率，中国对英国出口多产生的碳排放在2006年之后开始逐步下降。

（2）英国对中国出口对全球环境的影响

由于英国对中国出口的隐含碳小于中国从英国进口所避免的碳排放，因此英国对中国的出口贸易实际上会减少全球排放，对环境有正面影响，如图12所示。英国对中国的出口贸易使全球少承担的碳排放在2004～2009年之间比较稳定，浮动于4.11百万～5.21百万吨之间。

（3）中英贸易对全球环境的净影响

将中国对英国出口对环境的影响与英国对中国出口对环境的影响进行加和，我们可以得到中英贸易对全球环境的净影响。图13显示，中英贸易在2004～2009年对全球环境造成了负面影响，多产生的排放量介于44.38百万～84.89百万吨之间。但是从2006年开始，这种负面影响在逐年减小。

五、结论与启示

（一）研究结论

1.中英双边贸易中隐含碳不平衡，英国存在通过贸易向中国转移碳排放的现象

2004～2009年，中国对英国出口货物隐含碳介于76.17百万～112.32百万吨之间，占中国当年碳排放总量的1.35%～1.71%。与此同时，占英国当年碳排放总量的0.33%～0.75%的英国对中国出口的隐含碳仅为1.55百万～4.08百万吨，远远小于中国对英国出口商品的隐含碳。由此可见，英国通过国际贸易向中国转移了大量的碳排放。而这部分实际上在英国消费的碳排放，应该由英国承担责任。《京都议定书》确定的以生产者为碳排放核算基础的原则并不反映碳排放转移，当然也不可能在全球范围内合理分配碳排放责任。

2.中国对英国出口的隐含碳和英国对中国出口的隐含碳呈现不同变化趋势

中国对英国出口的隐含碳以2006年为顶点，呈现先上升后下降的趋势。在2006年以前，中国对英国出口额的增加主导了中国对英国出口隐含碳向上变动的趋势；2006年以后，以能耗强度降低为代表的技术效应抵消了贸易规模扩大的规模效应，中国对英国出口的隐含碳开始下降。由于中国对英国出口货物的结构在研究区间内并有明显变化，因此结构效应不明显。

英国对中国出口的隐含碳在2004～2009年呈持续上升态势。在英国能耗强度和对中国出口货物结构无明显变化的情况下，英国对中国出口额的增加主导了出口隐含碳的上升趋势。

3.中英贸易对全球环境有着负面的影响，但是这种影响在逐步变小。

存在贸易的中英两国将比不存在贸易的中英两国给地球带来更多的排放。多产生的排放量介于4438百万～84.89百万吨之间。但是由于技术进步使得中国的能耗强度不断减小，2006年之后的中英贸易给地球带来的环境负荷正在不断减小。

（二）启示

1.重视碳排放转移，争取将其纳入国际碳排放核算框架

篇（2）

因此，研究中既需要考察一经济体当前绝对碳减排量，也同时考虑经济发展要求、历史累积碳排放和实际作出的累积碳减排努力程度，进行综合评价和分析判断，在下一阶段国际碳减排磋商谈判和实际碳减排决策中，有助于理性把握各经济体实际碳减排努力程度和可能承诺，进行有效决策。

一、碳减排和环境产出

社会生产的环境友好性，要求纳入环境产出因素，建立社会“环境―经济”复合社会产出目标。假设社会产出包括经济生产和环境生产两个方面，两者之间存在替代关系，但又具有某种联合生产和范围经济特性[1]。其中，在本研究中，经济产出以一经济体GDP总量，环境产出以碳减排量（根据相对2005年基期2020年中国碳排放强度降低45%的相对减排目标，以2005年中国碳排放强度为基准参照强度，进行绝对减排量的换算，参考表1中计算公式）进行度量。借鉴生产可能性的概念，可知：在一定范围内，存在通过技术进步或提高技术效率实现同时提高经济产出和改善环境的社会生产调整路径。从碳减排意义上来说，也就是兼顾实现经济发展和碳减排的环境友好型调整路径。

在主流环境经济学理论中，通常把污染排放（包括碳排放）视为经济发展的外部性效应或负的非期望产出（undesirable output），然后，将其导致的社会负收益或正成本通过内部化而纳入经济分析框架，用以研究环境资源和经济资源的优化配置方式与调整过程。在采用DEA方法进行环境绩效和效率评价时，该理论假设隐含设定负的非期望环境产出具有弱处置性，降低非期望产出，就需要减少正期望产出，不能满足DEA模型产出最大化的要求，因而一般将求解目标调整为在两者之间寻求平衡。为方便研究，对负期望产出的处理方法主要有负产出法、线性数据转换法和非线性数据转换法[2]。

根据IPCC定义，碳排放是7种主要大气污染物按一定系数加总换算得到的等当量碳排放值，主要与能源利用有关，依据环境经济学假设一般将其作为负期望产出。相对于一般污染排放的概念，碳排放与社会经济发展过程的关系更为紧密和广泛。根据IPAT模型，碳排放主要取决于人口规模（P）、经济发展水平（A，人均GDP）和技术水平（T，一般采用碳排放强度表征）。STIRPAT模型将IPAT模型扩展为C-D函数形式，将碳排放量的变化归因于人口数量、人均GDP、产业结构、城市化等指数化驱动因素的影响[3]。

不同于传统的环境管理，降低碳排放影响的努力，不仅包括“主动”降低生产生活过程中与能源消费直接相关的碳排放（即碳减排），如能源利用清洁化、能源结构低碳化、能源效率与节能、碳捕获/碳储存（CSS）等，还应包括通过产业结构低碳化、增加碳汇（如植树造林）、不破坏或不过度开发现有环境资源（或碳汇资源）、生活方式低碳化等“消极”或间接的碳减排和提高可排放容量的努力。该努力部份，特别是碳汇资源增量，具有长期的减排效应。该部分的减排努力不易测算，现有基于负期望产出假设的理论，对此未给予明确和充分的解释。

与一般负期望环境产出假设不同，非负环境产出假设[4]认为，给定经济生产和环境生产可替代，在社会生产可能性边界内，社会生产目标是追求相对实现社会环境产出（Q）和经济产出（P）的最优配置（即林达尔均衡配置）的“合意”目标，而不是一般意义上在径向距离上逼近经济生产前沿面。与碳减排概念相结合，把该“环境产出”概念界定为考察第t年及之前年份的累积碳减排量，满足正期望产出假设，表示为：

进一步，假设碳排放量本文中有关变量，在未特殊说明的情况下，一般是指年均量。直接取决于一经济体能源消费量及其含碳程度，碳排放量应当是实际发生的碳排放量。因此，与能源消费有关的碳排放量测算的基本方法，是采用各种一次能源消费与相应碳排放系数乘数再加总得到。碳减排量则是该变量的衍生概念，是指相邻年份的相对净碳减排量。作为累积碳减排量的环境产出概念，包括了对已实现碳减排成果（或环境存量）的保护。

采用环境方向产出距离函数的DEA生产效率测度理论，在有关研究[4-5]的基础上，借鉴采用切克兰德的“水平―结构―动态效率”三维度软系统评价方法，提出了评价一经济体社会生产环境友好性的指标集，对有关概念和评价指标及方法进行了进一步厘清界定、修正和拓展（表1），提取了有关评价指标集，用于对1980-2013年期间美国（USA）、欧盟（EU）、日本（JAP）、德国（GER）、印度（IND）与中国（CHN）的环境友好性进行评价、分析和比较。

同时，对其他国家水平指标的测算均以2020年中国经济产出目标和环境产出目标作为参照指标，结构指标和动态效率指标测算方式不受影响。在国际比较中，水平指标和结构指标本身已经是相对指标，而对于动态效率指标，统一以1980-2013年期间中国对应指标的t-1期值作为参照进行测算，形成可用于比较的相对动态效率指标。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

二、数据准备

为了解中国环境生产水平及其效率相对国际水平的差异，选择了发达经济体美国、欧盟、德国、日本和同属金砖四国的巴西、印度作为参照，视为经济规模具有可比性的生产单元进行评价和比较。

2018年及以前各经济体（包括中国）经济产出数据，采用国际货币基金组织世界经济展望2013（IMF WEO2013）的美元单位购买力平价GDP及增长率数据；为预测2019-2020年各经济体GDP总量，采用二次指数平滑法（阻尼系数α=0.05）和IMF所预测2018年各经济体货币对美元不变汇率预测各经济体这两年的GDP增长率。其他数据采取与中国类似的测算方式。

碳减排方面，以2005年中国碳排放强度（约1.039tC/万美元）为参照基准。在碳减排量和环境产出测算方面，考察期（1980-2013年）内各经济体碳减排数据参考BP公司的《2014年世界能源统计年鉴》，减排目标参考值分别设定为：欧盟承诺2020年前碳排放总量相对1990年降低20%，美国承诺2015年碳排放总量相对2005年下降17%，印度承诺相对2005年碳排放强度降低25%。以此为依据分别计算各经济体2015年或2020年绝对碳排放量和环境产出。

另外，需要指出的是，由于采用中国2005年碳排放强度作为环境产出测算的基准强度，因部分环境产出指数测算不允许负值，因此采用各经济体各年份环境产出值减去1980年中国环境产出（负值），进行坐标变换。这种情况下，采用该算法和坐标变换后得到的1980年环境产出值是零，但其他经济体1980年环境产出值非零。该坐标变换会影响到中国相关指标考察期间的选择，但不影响国际比较。

三、环境生产和环境友好性评价

（一）环境产出、GDP和人均GDP

采用经济产出规模指标――购买力平价GDP（单位：10亿美元）为横坐标，根据新环境产出公式（式（1）），以2005年中国碳排放强度为参考强度，可换算得到美国、欧盟、日本、德国、印度与中国的环境产出值

因测算方法原因，结合滞后期影响分析，环境产出值均采用1986年及以后的数据。与环境产出有关的指数测算结果，也作相同处理。。将该环境产出作为纵坐标，可以看出新的“环境产出”（图1a）、碳排放量（图1b）与GDP的关系明显不同。

特别是，在图1a中，按新的概念测算，在同等约6.2万亿美元及以上GDP产出水平上，中国2007年环境产出水平略超过美国1994年的水平，而在图1b中，在同等约4.6万亿美元及以上GDP产出水平上，中国碳排放量（2004年水平）开始显著超过美国（1986水平）。显然，两者的涵义相反：实现同等经济产出水平，后者意味着中国碳排放更高，前者则意味着中国同时实现了较高环境产出（累积碳减排），以新的“环境产出”概念进行指标评价，中国作出了更多的环境努力。总的来说，实现同等经济规模，中美欧三者环境产出水平基本相近。

进一步，采用衡量社会经济综合发展水平的人均GDP指标（作为横轴），分别以环境产出（以2005年碳排放强度为参考强度计算）和碳排放量作为纵轴（如图2），可知：随着人均GDP增长，欧美的环境产出水平高于德日巴3国，欧盟显著高于美国；考察期内，除中印外的其他经济体碳排放量增长明显趋于平缓，欧盟和德国甚至开始下降，呈现明显的“碳脱钩”[6-7]。需要重点指出的是，在人均GDP低于1万美元水平上，随着人均GDP增长，中印两国碳排放量和环境产出量都显著“双高”于其他经济体，中国的增长曲线更为陡峭。并且，同等人均GDP水平上，中国碳排放量远高于印度，环境产出则反之。

总体上，“环境产出―GDP（表征经济规模）”、“环境产出―人均GDP（表征社会经济发展水平）”两组变量数据分别呈现出明显不同的关系模式（如图1a和图2a）。

式（12）说明：环境产出与经济发展水平（人均GDP）、当期与基期的广义技术差距（碳排放强度之差）和人口规模POPt有关。同时可以看出，环境产出与人口规模之间的关系，与碳排放IPAT公式的简单关系刻画有所不同。

基于以上关系描述，可以初步理解，中印“双高”的原因主要在于：一方面，因经济增长迅速和高碳能源结构等约束，两国碳排放增长迅速；另一方面，依据本文环境产出测算方法，两国环境产出增长迅速与人口规模增长、GDP/人均GDP双增长和年均碳减排量高等原因有关，说明考察期内随着社会经济发展水平提高，两国也同时付出了很大的碳减排和环境生产努力，GDP的能源消费及相关碳排放强度下降明显。

对应来看，美欧德日巴5个经济体环境产出增长与碳排放趋势在内涵上基本一致，即环境生产的增长主要是由碳减排推动。其中，美欧德主要是通过加大碳减排力度和促进碳排放脱钩，来实现环境产出提高；而日巴也呈现出一定的环境产出与碳排放“双略增”的趋势，原因在于两国因经济增长影响碳排放有所增加，具体而言是：仍未走出经济增长停滞“怪圈”的日本近年来的经济增长有所复苏，同时因暂停核电开发，增加了碳基能源消费；巴西则是处于经济追赶阶段的发展中国家，经济增长及其规模效应推动了碳排放的增长。

（二）基于“水平―结构―动态效率”三维指标的测算和比较

1.水平相对指标的测算和比较

由测算得到各经济体经济产出（EL）和环境产出水平指数（ENL）、“经济―环境”综合发展水平指数（EENL）（图3），可得以下发现。

经济产出水平指数（EL）：结合IMF WEO（2014）预测，2020年前中国GDP（PPP修正）将一直处于快速增长过程，2020年美国和欧洲经济规模将相当于中国的约90.89%和83.33%，其他国家都被远远超越。

环境产出水平指数（ENL）：考察期内，中国环境产出在2008年和2009年分别超过德国和日本，仅次于欧美位居第3。但是，在考察期内，德日两国环境产出水平相近且始终保持平稳，欧美分别在1983年和1993年才超过两国，说明德日始终保持较高的低碳化水平。

进一步，采用变异系数法测算不同经济体在发展过程中对环境产出和经济产出的权重（表2）。变异系数用以描述期内各经济体对于实现环境和经济产出目标的难易程度。结合本研究可知，变异系数越大，意味着对应环境努力程度更高。所测算得到的权重系数，可用于评价考察期内对该项指标实现的侧重程度。

由各指标结果可以看到：考察期内，中国环境产出水平相对最低，欧美水平较高，其他相近；欧美中的努力水平较高。由于基础相对较差，中国环境产出改善的效果最为明显。在经济产出方面，中美欧努力水平（变异系数）较高，但中国改善程度最大。整体看，中国对经济发展和环境的政策偏好与欧美相近，说明考察期内中国在致力于社会经济发展方面以欧美发展模式作为了主要参考，同时取得了经济环境“双快速增长”的良好成绩。日德巴印4国均相对侧重于经济发展，主要与这些国家环境基础条件保持较好有关。中国要真正实现环境和经济协调的低碳化发展，下一阶段应提高环境产出权重，加大环境努力。图3 “经济―环境”综合发展水平指数

“经济―环境”综合发展水平指数（EENL）：该指数测算采用Fisher指数构造方法。环境产出和经济产出的测算均以中国2020年目标水平为参照（标准化为1），因此，据此得到的中国2020年“经济―环境”综合发展水平指数也是标准化值1。

由图3可知，欧美发展水平明显高于除中国外的其他经济体，但中国追赶速度很快。印度增速也较快。从“环境―经济”协调程度改善（综合指数增速）的角度看，中国改善最快，欧美次之，印日德巴4国增长平缓。但是，需要说明的是，中国该指数的改善主要得益于快速经济增长的贡献。

2.结构指标的测算和比较

考察期内，依据碳排放强度指标，各经济体广义碳减排技术水平基本处于持续进步状态，即碳排放强度持续降低，与多数研究结论一致。但是，依据评价广义环境技术进步的环境生产强度（单位与碳排放强度相同）指标，结论却显然不同（表3）。

总体上，各经济体环境强度有趋同趋势，中国技术进步水平最低，但改善最为明显；欧美技术进步水平相对稳定；德日巴印的所谓“技术退步”状态，主要原因在于GDP增速高于环境产出增速，其中，印巴两国更多地强调了经济增长。

环境友好指数是社会产出和环境产出的无量纲化比值，说明的是一经济体在社会发展中趋于环境友好的程度。2020年中国该指数取值为1。虽然这并不完全标志着该年份中国的“环境―经济”生产满足目标“合意”配置，但不影响国际间比较。

由图4和表4看出，各国社会生产的环境友好程度呈现明显的趋同趋势。

考察期内，中国社会生产的环境友好程度底子薄，虽在整个考察期内呈提高趋势，但横向比仍最低。

德日欧美环境友好程度高，发展平稳。结合实际看，4经济体经济发展水平也较高，说明采取了较合理的社会发展方式。其中，美欧人口和经济规模与中国相近，在环境生产上采取“踩碎步”的改进模式，具有更高的可比性和借鉴意义。日德的环境友好程度一直好于欧美，指数略趋降的原因是考察期内总体上GDP增长超过环境产出增长。

图4 环境友好指数国际比较

巴印两国则是在较低经济发展水平上实现的“高”环境友好性。并且，在考察期内，两国环境友好程度明显下降，应与两国侧重经济增长的发展模式有关。

3.动态效率指数的测算和比较

动态效率基本指数集包括对环境产出的总体绩效（DENP）、广义技术进步影响（DENT）和经济产出影响（DEEN）的3项评价指数，是基于相邻年份环比关系对单一经济体环境生产的动态评价。该类指标只能用于经济体自身动态效率的纵向比较。此外，为更便于辨析环境产出和碳排放概念及其应用的不同，也分别给出考察期内经济增长（DCEP）和技术进步（DCTP）对碳排放影响的动态指数变化情况，测算方法相同。

由测算结果（如图5）可得以下结论。

第一，对所有经济体，考察期内经济增长对环境产出的动态影响均基本为负向效应（DEEN

第二，在广义技术进步对环境产出动态影响方面，在整个考察期内对中国始终保持正向效应（DETP>1）且最为显著，但作用逐渐减弱；对欧美在多数年份保持平稳正向效应，变动很小，对欧盟作用强于美国；对其他4国均基本保持负向效应（DETP

第三，依据DCEP指数，考察期内经济增长对碳排放的影响，对发达经济体而言，对欧盟和德国在约1/2年份和对美日在约1/3年份呈现正向效应。

大体以1996年和2001年为两个标志性年份，经济增长对4个发达经济体碳排放的影响方式分为三个阶段：1980-1996年和2001年后4个经济体的影响模式相近，1996-2001年期间有所差异。对中巴印3国，经济增长的碳排放效应均呈负向效应（DCEP

第四，依据DCTP指数，在整个考察期内对各经济体，广义技术进步对碳排放均基本呈正向效应，对中国作用相对最为显著。

进一步，采用同年份中国环境产出及其强度、碳排放及碳排放强度、GDP数据作为参照，仅选取广义环境技术进步可比指数（正向指标，简写为RENTP，测算公式如式（13））和广义碳减排技术进步可比指数（负向指标，简写为RCTP，测算公式如式（14）），用于比较同期其他经济体与中国的广义环境技术和广义碳减排技术进步差距。

由测算结果（如图6）有以下发现。

其一，考察期内，各经济体之间及其与中国的广义环境技术进步差距，均呈现迅速缩小和趋同的趋势。依据RENTP指数，总体上，发达经济体均保持较高技术进步水平，德日两国高于欧美。仅依据表面指数值，巴印两国广义环境技术进步衰退明显，原因在于初期两国经济发展较低，碳排放水平低，近年来也采取了侧重经济增长的发展模式。

其二，依据RCTP指数，考察期内，各经济体的广义碳减排技术进步影响的变化趋势趋同，且均明显高于中国。但是，巴西的广义碳排放技术退步明显。

4.基于2020年碳减排承诺的预期环境友好特征评价和国际比较

以2020年预期GDP标准化为参照值1，以及根据中国承诺测算的2020年碳排放量（1 026 652万吨），相应环境产出量（2 962 654万吨）也标准化为参照值1，可知2020年中国环境友好指数和复合产出水平指数也是1。

由表4可知，以2020年中国各环境生产相关指数为参照，日德两国环境产出水平最高，环境技术进步水平也最高。经济发展处于较低水平的巴印两国，环境产出水平和环境友好程度较高的原因在于既有的高环境存量，其环境技术水平较高内涵意味着对环境存量的保护工作开展得好。欧美两经济体与中国经济规模相近，但环境友好程度、环境产出水平和碳减排技术进步程度均高。比较可知，中国“经济―环境”复合生产水平高的原因，主要在于经济发展的贡献，在以碳减排努力为代表的环境生产领域仍亟待努力。

具体而言，测算得到的中国2015和2020年环境友好指数反而相对之前明显降低。以2020年环境友好为1，考察期内1990年至今的环境友好都高于1。这说明中国现有碳强度减排承诺目标偏低或经济产出目标过高，“环境―经济”生产目标制定的环境友好性偏低。

四、经济增长对碳排放和环境产出的影响分析

根据前述定义，可以将环境产出看作受经济增长、直接碳排放和影响碳排放的其他间接因素等影响的趋势性成份和周期性成分的叠加。HP滤波方法可以帮助剔出周期性成分影响，保留某一影响因素的趋势性成份。

这里，采用HP滤波方法，对各经济体，在碳排放和环境产出序列中分别剔出经济产出（GDP）周期性因素的影响，识别经济影响的趋势性成份（如图7），用以说明一经济体经济增长对于自身碳排放影响（DCEP）和环境产出影响（DEEN）的不同趋势特征。该趋势成份值大于1，说明经济增长对该方面影响呈正向效应；趋势成分值小于1，则说明呈负向效应。

依据结果可以看到，各经济体经济增长对环境产出的净影响总体呈负向效应，也就是说，经济增长在一定程度上会抵消碳减排努力。而对碳排放则因经济体不同而不同。相应的趋势影响分析（表5）也能够说明经济与环境产出、碳排放存在不同的趋势效应。

五、政策建议和结论

本文采用基于正期望产出假设的环境经济分析理论，对中国和美欧等7个主要经济体的社会“环境―经济”生产的状况进行了比较和分析，与采用碳排放或年度碳减排指标的有关国际比较研究结论有所不同，本研究主要有以下结论。

碳减排与社会生产的环境友好性在内涵上具有一致性。经济增长对环境生产（累积碳减排）总体呈负面影响，有效的碳减排政策应与促进经济增长的政策相独立。考察期内，实现同等经济规模，中美欧3经济体环境产出水平相近，日德始终保持较高低碳化水平，巴印环境产出水平较高的原因在于较低经济发展水平上对环境存量的低消耗；中美欧对经济和环境产出的政策偏好相近，但中国未来需要更加重视环境生产；美欧德日巴5经济体环境生产与碳减排变化趋势一致，而中印两国环境生产与碳排放“双增长”的原因在于伴随经济增长的结构调整等政策导致的碳减排；各国社会生产的环境友好程度呈现明显趋同趋势，而中国相对仍最低，德日欧美的社会经济发展模式更为合理。但是，中国累积环境生产努力最大，改善也最明显。此外，从环境友好性角度看，按照中国2020年承诺测算的社会生产环境友好性水平偏低，甚至低于现阶段，需要进行调整。

从动态效率角度看，考察期内，经济增长对环境产出的负面效应，对较大规模的经济体影响也较大，但随时间推移趋于减弱，其中对中国影响最明显；广义环境技术进步影响对各经济体呈现趋同趋势，对中美欧体现为正效应，而对其他4经济体效应为负，对中国正效应最显著。但是与碳减排相关的单纯技术进步也没有遏止碳排放增长的势头。

篇（3）

高速城镇化和机动化阶段，面临与日剧增的环境压力，城市交通的多目标发展成为交通可持续发展的关键。在提升居民出行满意度的同时，降低交通碳排放是目前及未来城市交通可持续发展关注的核心目标，是城市交通效率的主要内涵。由此，本文从交通出行便捷与交通碳减排双目标综合评估的角度，提出基于中观尺度的城市交通出行满意度和交通碳排放的定量测算方法；并利用数据包络分析(DataEnvelopmentAnalysis,DEA)法探讨城市交通综合效率评价方法。对北京市城六区的实证结果显示，在三环以内地区，城市交通综合效率较高，五环以外大部分地区较差。交通综合效率较高的地区集中分布于：①西三环至西四环万寿路街道的公主坟-五棵松地区。②北三环和平里街道安贞桥附近地区。③东北三环的三里屯地区。而综合效率较差的地区大多位于城市，例如西北六环周边，西南五环至西南六环部分地区，以及东五环外常营地区等，交通碳排放较高是这些地区交通效率较差的主要原因。此外，交通效率的空间差异与地理空间环境的差异性呈现高度的相关。例如，交通效率较差的地区大多是高档别墅区集聚的地区，以及城市五环周边公共交通不完善的部分居住区。通勤中机动化比例较高和通勤距离较长是碳排放强度较高的主要原因。

关键词：

交通效率；多目标综合评价；数据包络分析；交通碳排放；交通满意度

1引言

城市机动化的高速发展在一定程度上给居民带来了更加丰富的出行选择，提升了部分城市居民的出行便捷性。但与此同时，快速的机动化也带来了严重的城市交通和环境问题。在中国特大城市，接踵而至的城市环境污染和交通拥堵等大城市病尤为明显。为了积极应对这些大城市病，北京等特大城市力图从行政手段、城市交通建设等多个方面入手解决城市交通问题。例如北京市利用摇号上牌和路面限号来干预路面小汽车的数量，这种行政手段在一定程度上可以缓解城市交通拥堵的交通问题，但却牺牲了部分社会群体的利益。显然，以大力发展小汽车为导向的追求交通便捷性和最大限度抑制小汽车为导向的追求城市交通环境效益的政策和措施都是片面的，违反了城市交通可持续发展的内涵。未来，如何在提升居民出行便捷性的同时，降低交通对于城市环境的影响是综合测评城市交通效率需要考虑的关键问题。

为解决上述关键问题，首要的是如何理解城市交通效率的内涵，以及如何对城市交通效率进行多目标测评。以往学者们对于城市交通效率关注的目标大多都是单目标的。例如关注交通的便捷性(高晓路等,2009)，居住与就业匹配的交通问题(Kan,2002;郑思齐等,2011)，交通设施配置的可达性(Martínez,1995;孟斌,2009)，城市交通的低碳性(马静等,2011)，公共交通的服务水平等(Jietal,2010)。极少有学者关注城市交通效率的多目标性，可能是由于对交通效率的内涵理解不全面，以及多个目标的综合方法不清晰等。特别是当多个目标有冲突时，如何考虑各个目标的相互作用和矛盾关系，求得最优的决策或评价方案成为难点问题(白鹤松,2008)。例如对于城市居民来讲，私家车的普及率越高，交通出行的便捷度会越高；然而交通的负外部性则会导致社会交通成本的上升，以及有损城市交通的环境效益。如何决策交通的便捷性和城市环境效益两个目标就成为难点问题。此外，以往对于交通发展水平或交通碳排放定量测算的研究中，多个目标之间面临着尺度不一和量纲不一的问题。例如，有以时间、距离等作为可达性的测评指数(曹小曙等,2013)，也有学者以个人的满意度作为出行便捷度的评价指数(Jietal,2010)；而交通碳排放测算则多以能源消耗数据，或者依据个人活动出行数据来推算(马静等,2011)。这些定量指标的评价尺度和数据来源多元化，要想实现精细化的空间评价，如何在同一尺度上利用这些定量化的指标成为难点问题。本文认为，为居民提供便捷的交通出行是交通效率关注的最主要目标。与此同时，由于城市交通发展对环境带来的负外部性与日剧增，降低城市交通的负外部环境影响也是城市交通未来关注的目标之一。最优的城市交通效率是城市出行便捷度的最大化与城市交通碳排放的最小化。基于此，本文主要研究解决两个基本的问题：①如何对各个目标进行定量的测度；②如何对于相互矛盾或相互作用的各个目标在同一空间尺度上进行多目标测评，即评价城市交通效率。

2多目标综合评价的方法探讨

在多目标评价的方法中，模糊评价法、层次分析法等成为最常用的评价法(徐建华,2006；张侠等,2009；方国华等,2011)，但这些方法的主观性较强，客观数据的作用明显不足，评价结果对于决策者的决策偏好十分依赖，而对解决多个目标冲突问题贡献不足。相对而言，数据包络分析(以下简称DEA)评价虽然算法复杂，但其对解决量纲不一的相对效率问题具有突出的作用，且对于决策者的主观依赖较小。基于此，本文利用DEA多目标评价法对于包含城市交通满意度以及交通环境效益的城市交通效率进行测评。

2.1DEA多目标评测方法数据包络分析(DataEnvelopmentAnalysis,DEA)由美国著名运筹学家Charnes、Cooper和Rhodes于1978年首先提出，是一种主要衡量效率相对有效性的非参数方法。其原理是通过保持决策单元(DecisionMakingUnit，简称DMU)的输入或输出不变，借助数学规划方法确定相对有效的生产前沿面，将各DMU投影到DEA的生产前沿面上，并通过比较各DMU偏离DEA前沿面的程度来评价其相对有效性。DEA分析不需要主观的权重系数，完全依靠客观信息评价效率情况，在处理具有多投入、多产出指标的同类型部门间的效率问题时，DEA具有明显的优势。

2.2交通效率的DEA评价DEA分析的最终目的是要评价同类决策单元效率的有效性的问题，其有效的意义是以最小的投入换取最大的产出。具体到城市交通效率的评价中，需要对城市的出行便捷度和交通碳排放进行综合评测。交通碳排放和出行便捷度与经济系统中投入和产出的关系十分类似，即城市交通可持续发展的目标是以最小的交通碳排放获取最大的出行便捷度。交通发展综合效率的评估，要考虑以最小的投入获得最大的经济产出，与运用DEA进行综合效率测评的思路十分吻合。在此，本文利用DEA方法对于城市交通综合效率进行评估。本文以图示说明交通效率DEA分析的基本思路。图1中M1-M5表示5个地区交通碳排放和交通便捷度的组合。M1和M3相比，M3点由于出行便捷度较高，交通效率优于M1点；M1和M4相比，同样的出行便捷度水平下，由于M4的交通碳排放水平较高，则其交通效率低于M1点。

3城市交通效率的定量测评方法

3.1交通碳排放的定量测评方法交通碳排放，是居民在出行过程中由于选择了特定的交通方式，在出行过程中产生的。基于此，本文对于交通碳排放的测算，主要是从居住的角度出发，研究居民每日出行中到达各类目的地过程中所产生的碳排放强度，其计算的结果实际是静态的归结到起始地，是平均水平，而并非具体到碳排放产生的动态过程，。式(1)中：Cjk表示第j个评价尺度内基于第k种出行目的的平均碳排放强度，单位为g/人；γijk为第k种出行目的第i种交通方式在第j个评价单元内的比例；ηi为第i种交通方式的碳排放标准系数；βijk为j个评价单元内第k种出行目的下，使用交通方式i的居民的平均出行距离；Rjk为第j个评价单元内第k种出行目的的比例分布；Tjk为第j个评价单元基于第k种出行目的的出行频率的比例构成。需要说明的是，在测算中，交通方式构成、交通距离、出行频率等均为出行的基本特征变量，可通过行为调研方式获取。而模型中不同交通方式的碳排放标准系数ηi为目前需要估测的参数，柴彦威等(2011)学者根据中国各种交通方式的能耗和碳排放系数进行了推算，本文以此为参考。

3.2出行满意度的定量测评方法人是交通便捷与否的主要体验者，如仅以空间覆盖率、空间邻近性等客观数量指标来刻画城市交通便捷性，虽然容易度量，但难以体现城市居民差异化和多元化的交通出行。而出行满意度是居民在出行过程中对于客观出行环境和出行过程的评价和感受，能够间接地反映城市交通的便利程度。但难点是由于满意度为主观的感受，不能直接观测。目前学者们常用的获取居民出行满意度的方式是通过调研，例如张文忠等(2006)在北京的出行评价研究中，根据不同的出行目的，例如通勤、日常出行等，在受访者中按照满意程度对便利性进行打分，以此获取满意度评价的空间分布。而将个体抽样的出行满意度进行城市尺度上的定量推测，则是依据个人出行的效用函数按照多元序次Logistic模型进行满意度的推导。

4北京市城市交通效率多目标评估的实证分析

4.1数据来源及空间尺度确定北京市中心城区居民出行的满意度评价数据来自于2005年北京市居民对于通勤出行满意度的调查数据(张文忠等,2006)，包括在北京市中心城六区(原城八区)以及城郊回龙观居住区范围内共获取的样本7341份。调研中，通勤出行满意度以分级的方式分为非常满意、比较满意、一般、比较不满意、非常不满意五类。此项大样本空间数据能够较均衡的反应中心城区交通满意度的空间特征，本文将以此为基础，利用模型对其进行空间和时间的推演。而用于计算居民出行碳排放的数据需要进行居民的出行行为调研。北京大学行为调研小组于2007年对于不同类型居住区居民出行行为进行了调研(柴彦威等,2011)，包括出行距离、出行方式、出行时间等，在此利用该项共享数据作为碳排放研究的基础。首先，为了突出北京市中心城区空间上的差异性，本文以城市路网形成的街区为空间尺度进行精细化的评价。具体是以城市次干路为基础，同时考虑到三环以内居民空间出行的空间范围有收敛的趋势，所以三环以内以城市支路为基准组成的城市街区为基本评价单元，共计1049个。其次，考虑到在街区尺度上进行交通碳排放的测算，需要对各街区内部交通方式构成、交通出行的平均距离等有基本的估算。由于城市交通行为受到空间环境的客观约束(Krizek，2003；Kwan，2012)，在具有相似特征的地理环境下，居民的交通行为也具有一定的相似性。基于此，本文根据交通行为与城市空间环境的相互关系为基础(季珏等，2012)，以小区为单位，搜集各小区的二手房价、交通服务水平、规划特征等变量进行空间聚类，最终划分出5种不同类型的空间环境(表2)。依据5种类型所处的空间位置、主导的房屋类型(四合院、单位大院、别墅、政策性住房、其他普通商品房)、规划特征等，本文将5种类型标定为：高档别墅区、中档区、历史老城区、高档高密度区、成熟完善区。结合行为调研的数据，分析得出上述5类空间环境的小区在交通方式比例、交通出行距离等方面具有明显的差异性(表3)。例如成熟完善区居民平均通勤距离仅为5.8km，远远低于高档别墅区及中档区居民。据此，本文将行为调研所得的交通行为规律和居民构成按照5类小区与街区的位置关系，拓展至街区的评价单元，对于同一街区内部小区类型不一致的现象，进一步按照小区的泰森多边形将街区分割，最终得到本文的评价单元。

4.2碳排放强度的空间估算按照式(1)的计算方法，研究得出2007年北京市中心城区通勤出行碳排放的空间格局(图2)。由图2可知，目前北京市城六区交通通勤产生的碳排放强度呈现由中心向四周递减的趋势，即居住在城市的居民每日通勤的碳排放强度明显高于城市中心。特别需要说明的是，在碳排放强度极高的地区，例如在机场高速沿线、海淀区金盏乡，以及城市内部的一些异质性地区如西北三环内角一侧，均是由于这些地区居住类型的差异性，例如别墅区、高档小区等所致，这些小区私家车拥有率较高，部分小区出行距离较长导致碳排放强度较高。

4.3出行满意度的空间评价由于满意度的收集是以调研个体为基础的，需要将个体的调研转换到空间评价单元的面域上。同时，交通效率多目标评价的年份需要一致，因此本文需要将2005年满意度评价的数据转换到2007年街区尺度。为此，通过前期研究的满意度评价模型(Jietal,2010)，以各研究区的平均出行满意度作为因变量，道路优势度、公交800m覆盖面积、地铁1km覆盖面积、企业密度、通畅性评价、收入、年龄、平均通勤时间、机动化比例作为自变量等，建立回归模型。其中，为了单位的统一，对于非比例数据，统一采用标准化方法，将变量转化到[0,1]之间，例如道路优势度、企业密度、平均通勤时间等。经过逐步回归的筛选，共有5项指标进入回归模型，其中4项指标的显著性水平均在0.005以下，置信水平达到了99.5%。此外，我们对样本进行了不同数量抽样的检验，结果均证明模型的回归系数比较稳定，模型具有稳定性(表4)。图3显示，北京市城六区出行满意度的空间分布呈现一定的集聚趋势。满意度相对较高的地区大多分布于城市五环以内，特别是西南三环至四环之间，以及东北部地区。而出行满意度评价较差的异质性地区主要分布于城市北五环的上地、立水桥等地区，丰台区的西南三环至西南四环地区，以及双井、劲松等地区，居民的出行满意度也较差。

4.4城市交通效率的多目标评价结果利用数据包络分析DEAP2.1软件，以各评价单元为决策单元DMU，各DMU的交通碳排放为投入，出行满意度作为产出，进行城市交通综合效率的评估(以下简称综合效率)。特别是，以综合效率为指标，利用1个标准差法对综合效率进行分级，共分为6个等级：很低、较低、一般、较高、很高，以及最佳，其中最佳为DEA有效地区，其他均为非DEA有效地区。从2007年综合效率的空间分布来看，北京市城六区地区的综合效率较低，而城市中心地区特别是三环以内地区，综合效率较高。此外，城市北部整体的综合效率较高，而西部和南部的综合效率较低，特别是城市南部，三环以外大部分地区的综合效率为较低及以下水平，例如西北六环周边的上庄镇附近，西南五环至西南六环部分地区，以及东五环外的常营地区等。图4中综合效率最高的地区，即DEA有效的地区，位于北三环和平里街道附近，是居民的出行满意度最高，平均通勤出行的碳排放最低的地区。而综合效率较高的地区主要集中在：①西三环至西四环万寿路街道的公主坟—五棵松地区；②北三环和平里街道安贞桥附近地区；③东北三环的三里屯地区。从空间环境类型来看，上述3个片区均属建成年代较早，周边的配套设施比较完善，交通也比较便利的地区，其居民出行的距离较短、通勤出行方式中公共交通的比例较高、私家车使用的比例较小，是综合效率较高的原因。与单一目标评价结果不同的是，由于交通效率是由出行满意度和出行碳排放强度二者共同决定的，交通效率综合评价的结果更体现了目标的综合性。有部分地区出行满意度虽非常高，但由于碳排放的高水平而导致交通综合效率较差，这些地区大多位于城市五环周边及地区，从空间环境类型上多属于高档别墅区和中档区。进一步分析发现，不同的地理环境类别，城市综合交通效率的差别很大，表5综合统计了各类别交通效率的分级比例。受到行为调研样本偏差的影响，由个体调研推至空间整体可能会导致该比例的绝对数值有所偏差。但从其比例分布的趋势可以看出，目前高档别墅区和中档区目前均为交通效率很低和较低的地区，而成熟完善区交通综合效率目前普遍较高。这一结论提示我们，未来针对不同的空间环境类型提升交通综合效率是主要的着力方向。对于高档别墅区和中档区而言，碳排放强度极高是造成其交通效率较差的主要原因。对位于城市、以高档别墅类型为主的地区来讲，依靠交通的规划和政策降低碳排放以达到DEA有效的目标可能较难实现。由于这些地区大多分布于城市，地理位置的特殊性，决定了其出行距离成本较大(表3所示，16.8km)；而与出行的经济成本相比，这些居民更重视出行的舒适性和满意度，导致机动化的使用比例极高。未来，即使公共交通体系的发展十分迅速，对该类型区内居民的吸引能力也会受到限制，公共交通很难与与私家车形成有力的竞争，因此政策的引导作用可能不会特别明显。就中档区来讲，结合表3可以推测，居民平均通勤距离较长，出行方式构成中私家车的比例较高可能是其交通效率较差的主要原因。与高档别墅地区不同的是，出行的经济成本对这些居民存在一定的敏感性，相对来说，公共服务水平的不完善，尤其是地铁的服务水平较低(1km内平均地铁站点数仅为0.6个)等成为影响该处居民机动化比例较高的重要原因。对该类地区，公共交通水平的提升，特别是轨道交通的发展，可能会大幅度降低通勤出行的时间(距离)成本，在出行时间和出行费用的相较下，可能会有部分群体的交通方式选择向公共交通转变。此外，提高该类型地区土地利用的混合程度，增加居民就近就业的概率，通过减少居民的平均出行距离(表2中为11.1km)，来降低小汽车的使用比例，也是减少碳排放强度，提高综合效率的重要手段。此外，耐人寻味的是，历史传统区碳排放强度(24.2)略低于成熟完善区(28.9)，公交站点和轨道交通站点的平均水平也相对较高，但其综合交通效率评价结果却低于后者，主要是由于出行满意度的差异形成的。由于满意度评价是由多个因素决定的，分布于二环以内的历史传统区，企业密度较低使其通勤距离较长(历史地区约10.1km，成熟完善区只有5.8km)，同时由于老龄化比例较高可能使其对交通舒适性的需求得不到满足，使其出行满意度低于成熟完善区，造成综合效率平均水平也较低。

篇（4）

低碳旅游，顾名思义，即是一种降低“碳”的旅游，也就是在旅游活动中，旅游者尽量降低二氧化碳排放量。即以低能耗、低污染为基础的绿色旅行，倡导在旅行中尽量减少碳足迹与二氧化碳的排放，也是环保旅游的深层次表现。其中包含了政府与旅行机构推出的相关环保低碳政策与低碳旅游线路、个人出行中携带环保行李、住环保旅馆、选择二氧化碳排放较低的交通工具甚至是自行车与徒步等方面。

一、辽宁省发展低碳旅游的现状

（一）政府层面。国务院通过的《国务院关于加快发展旅游业的意见》，是在减排的大背景下，国家为配合低碳经济发展而进行产业结构调整的一个信号，而旅游业将成为最大的受益行业。和其他行业相比，旅游业很早就有了“无烟工业”的美称，本身属于服务行业，占用资源少，卖的又是环境和文化，而这恰恰与节能减排的目标相吻合。辽宁省应借此时机紧紧把握大力发展低碳旅游事业。例如，随着辽宁省辽阳龙峰寺知名度的提升，其所在地下达河村成为“旅游专业村”，下达河乡成为“特色旅游乡镇”，旅游者逐年增多，环保压力也越来越大。这里又处于汤河水源生态保护区，环保更时刻不能疏忽。为此，该乡政府仅2009年一年，就投入520万元用于环境保护和污染治理，尽到了政府责任。

（二）企业层面。旅游景区是最早倡导低碳旅游的。自从多年前一些旅游景区，禁止机动车进入，改以电瓶车代替，以减少二氧化碳排放量后，辽宁省的大部分景区也紧跟时代潮流，积极推进生态旅游、绿色旅游，以减少污染，提高景区环境质量。目前旅行社服务机构也在积极推进低碳旅游的新型旅游模式，旅游产品设计上将收获阳光、隐身大自然、徒步、拼车、自行车旅游等内容加入旅游行程中；饭店在创办绿色饭店的理念下，逐渐改善设备设施，节能减排，倡导新的住店消费模式等。

（三）旅游者层面。越来越多的城市居民开始自觉地把低碳作为旅游的新内涵，出行时多采用公共交通工具；自驾外出时，尽可能地多采取拼车的方式；在旅游目的地，多采取步行和骑自行车的游玩方式；在旅途中，自带必备生活物品，选择最简约的低碳旅游方式，住的时候选择不提供一次性用品的酒店等。作为旅游主体的广大旅游者，要为低碳旅游出把力，则相对容易得多。假日去郊外的旅游者，只要稍稍改变一下习惯，在汽车后备箱中放上一辆折叠自行车，开车至郊外，改骑自行车，去体验野外的自然风光，便能在回归自然的同时，切实为低碳作出贡献。骑单车或是徒步，这两种以人工为动力的旅游，是每个人都能采取的最简约的低碳旅游方式。2010年农历七月初七到来之前，锦州市民举行了低碳婚礼。“让我们依靠双脚，骑向幸福！”他们骑行在锦州街头时，市民们不仅驻足观看，更竖起大拇指连声称赞。婚礼当天，新郎新娘的身后有许多穿骑行服、戴头盔的自行车车友前来祝福，他们不仅加入了“少用车队，减少浪费”的行列，更倡导“低碳环保，绿色节能”的理念，令人耳目一新。

不过，对于正在摸索低碳旅游可行性措施的旅游业界来说，要将现有的整体上比较粗放的旅游发展方式，彻底扭转到低碳、环保的发展道路上来，可以做的文章还有很多。

二、辽宁省发展低碳旅游的必要性

为应对气候变化和实现可持续发展，2006年，节能减排指标首次纳入《中华人民共和国国民经济和社会发展第十一个五年规划纲要》。2009年12月20日，联合国气候变化大会在哥本哈根落下帷幕。在此前的11月25日，国务院常务会议做出决定，到2020年我国单位国内生产总值二氧化碳排放比2005年下降40%～45%。这一指标将与节能减排指标一道纳入“十二五”国民经济发展规划中，我国将正式进入节能减排和碳总量双约束指标控制时代。《国务院关于加快发展旅游业的意见》明确提出大力推进旅游节能减排，5年内将星级饭店、A级景区用水用电量降低20%。为顺应潮流发展，辽宁省必须实施低碳旅游，其必要性已经提上日程。

篇（5）

中图分类号：F061.5， F205

减少二氧化碳排放已成为世界各国共同关注的问题。中国虽然没有承担约束性减排指标的义务，但作为负责任的大国，在2009年哥本哈根会议召开前夕，也首次明确提出了到2020年单位GDP的二氧化碳排放比2005年下降40%-45 %的碳减排目标。然而，伴随着中国经济的飞速增长，能源消耗和二氧化碳排放急剧增加，中国已经成为仅次于美国的全球第二大能源消耗国和二氧化碳排放国[1]，有效“对冲”二氧化碳剧增的主要手段就是尽快建立上升到市场层面的交易平台，培育碳排放交易市场体系。

目前，国际碳交易市场发展得比较成熟，世界上已经建立了多个碳交易平台，2010年全球碳排放权交易成交额同比增加了5%，达到930亿欧元。与国际碳交易市场的蓬勃发展相比，中国碳交易市场的发展明显滞后，参与国际碳排放交易的主要形式还是CDM项目输出，处在整个碳交易产业链的最底端。碳排放交易市场的建立既是我国社会经济环境可持续发展的迫切需求，也是积极应对国际气候变化谈判的必然要求。

碳排放交易市场完整体系的建立一般都是首先选择小规模的试点城市，从中发现问题总结经验后再由点到面地展开。考虑到中国经济的增速，不少专家和政府相关部门也提出可以在特定地区特定行业试点碳排放配额交易即“双特”交易试点，2012年初，国家发展改革委批准北京、上海、天津、湖北、广东、深圳、重庆等7个城市开展碳排放权交易试点工作，中国碳排放权交易市场的构建迈出了实质性的一步。城市试点之后，我国碳交易市场该如何推进？面对各省争相筹建碳交易平台，是否有必要每个省份都建立碳交易中心？

本文的研究旨在初步探讨中国区域碳排放市场的选择问题。国内外关于碳排放交易市场体系的文献中，具体涉及区域选择的研究很少，刚[2]认为这是由于每个国家减排行业的选择、政治体制的特点（如不存在中央指导地方的可能）决定的。在接下来的第二部分，我们先提出选择碳排放交易参与城市的关键指标及选择标准。在第三部分，我们选取了全国30个省市自治区2005-2009年的面板数据，计算各个指标值，并进行系统聚类分析，对分析结果做出详细分析。最后一部分是研究结论。

一、碳交易市场构建的关键指标

本文指标的构建参考了庄贵阳等[3]在研究低碳城市发展指标时提出的产出、消费、资源和消费四个评价指标和联合国可持续发展委员会（UNCSD）提出的驱动力-状态-响应（Driving Force-Status-Response，DSR）模型。DSR被认为是研究环境-经济-社会三大系统协调发展的基本框架，广泛应用于各种不同领域[4]。结合指标选取的简洁性、代表性、可比性、科学性等原则，本文主要从城市发展的驱动力和城市发展状态两个维度构建碳交易参与城市的选择指标。

1、城市发展的驱动力因素

一个城市的社会经济发展到一定阶段就会具有向资源节约型、环境友好型城市转变的内在动力和诉求，因此构建碳交易参与城市发展的驱动力指标，首先应该考虑该城市的能源消费结构、能源效率、碳排放强度和限排行业（根据国际经验，主要选择火力发电行业）的竞争力等。用煤炭，原油，天然气三种主要的一次性能源消费占能源消费总量的比例来表示能源消费结构，用单位地区生产总值能耗表示能源效率，用人均碳排放和单位地区生产总值碳排放表示碳排放强度，能源消费结构不合理、利用效率低直接影响着经济活动的碳排放强度[5]，碳排放强度的不断增高已经对城市发展形成了强制性约束，是促使这些城市积极参与碳交易的主要动因；我国多数城市的火力发电主要采用碳排放密集度较高的煤炭，这些行业的迁移成本，特别是沉没成本较高，碳交易市场的建立不可避免的会增加这些企业的边际成本，因此，本文用火力发电量占总发电量的比例来反映城市的火电行业竞争力。

2、城市的发展状态

发展状态指标反映了城市参与碳交易市场的承载力。尽管碳排放交易市场机制本身并不会对经济增长产生影响（陈洪波，2010），但强制性的减排目标会在一定程度上减缓地方经济的发展。因此，城市发展状态指标首先应该包含区域经济发展水平和产业结构特征，本文选择了人均地区生产总值、第三产业增加值比值这两个指标。显然，具有产业竞争优势且经济发展水平较高的城市，碳排放的增速相对而言会比较缓慢，开展碳交易所涉及的产业规制对经济影响较小；资源禀赋是实现低碳经济的物质基础[6]，特别是能够提供碳汇的城市自然资源禀赋，它是应对气候变化，承载碳交易市场的重要物质基础，本文选择森林覆盖率这个主要指标，研究碳汇对城市发展状态的影响。

二、变量与数据来源

本文以我国30个省市自治区（数据缺失）2005-2009年的面板数据为样本。试点城市发展的驱动力指标，包含三种主要的一次性能源消费占比 ，单位地区生产总值能耗 （千克标准煤/万元），人均碳排放 （吨/人），单位地区生产总值碳排放 （千克/万元），火力发电量占比 ；描述城市发展状态的指标有，人均地区生产总值 （元/人），第三产业总值占比 ，森林覆盖率 。能源数据以各省区消耗的能源为基础数据，按照煤炭0.713千克标准煤/千克，原油1.4286千克标准煤/千克，天然气1.33千克标准煤/立方米的能源折算标准煤系数统一换算为标准煤计算；二氧化碳排放量是根据2006年IPCC为联合国气候变化框架公约及京都协议书所制定的国家温室气体（主要构成物是二氧化碳）清单指南第二卷（能源）第六章提供的参考方法计算得到。二氧化碳排放总量是根据三种消耗量较大的一次能源所导致的二氧化碳排放估算量相加得到，具体公式[1]为：

其中， 代表估算的二氧化碳排放量， 分别代表三种一次能源（煤炭，原油，天然气）， 代表它们的消耗量， 是《中国能源统计年鉴》提供的三种一次能源的平均低位发热量， 是IPCC（2006）提供的碳排放系数， 是碳氧化因子，44和12分别为二氧化碳和碳的分子量；其他所有数据均来自2006-2010年《中国统计年鉴》和2010年《中国能源统计年鉴》，样本数据的描述性统计。

三、基于系统聚类的分省碳交易分析

聚类分析是处理多指标分类问题的常用方法，它将没有类别标记的样本集按某一准则分类，使差异尽可能小的样本归为一类。本文选取上述8个变量作为聚类指标，指标数据标准化处理后进行系统聚类，得到四大类样本数据。

1、上海、北京经济发展水平和产业技术水平高，人均地区生产总值居全国第一和第二位，产业结构已经转变为三、二、一的形式；上海、北京的人均碳排放达到8.288吨/人和6.163吨/人，超过了全国平均水平，火力发电占比也居全国的第二和第三位；在选取了2005-2009年北京、上海的相关样本数据分析后发现，人均碳排放随着地区经济的增长呈现出先缓慢增加后急剧下降的倒“U”型，反映了这两个城市在经济发展的同时，环境质量逐渐改善；从实施碳排放交易的政策环境来看，2008年北京和上海已经成立了环境交易所，在开拓自愿减排市场、培育中国本土买方市场方面发挥了重要作用，也积累了开展专业碳排放交易的初步经验。因此，上述城市已经既具备了开展区域碳排放交易试点的坚实的经济基础和政策基础，又具有开展碳排放交易试点的客观需求和动力。

2、第二类：内蒙古、宁夏、山西。这三个省市的特点是三种主要的一次性能源消费占比高，产业结构以高耗能产业为主，每万元单位地区生产总值能耗高达2.947千克标准煤，人均碳排放在全国排名第一、二、三位，是典型的高排放、高耗能、高污染城市。这些城市的首要任务是加大企业技术改造力度，加快产业结构调整，转变经济增长的投入驱动型方式，降低碳排放强度，然后再考虑该区域的碳排放交易试点。

3、浙江、江西等9个省份的平均森林覆盖率为46.135%，碳汇建设显著高于全国平均水平，进一步研究发现，在构建碳交易市场时这9个省份可以按照上述两个指标从驱动力因素和城市发展状态细分为两大区域：浙江、广东、福建东南沿海地区；四川、云南、广西、湖南、湖北、江西等中西部地区。浙江、广东、福建三省人均地区生产总值、人均碳排放和第三产业总值占比位于这9个省份的前三位，单位地区生产总值碳排放位于这9个省份的后三位，经济发展较快，产业结构不断优化，可以在上述省份进行碳排放交易市场的试点建设，探索区域经济发展和碳排放降低的双赢举措；剩余6个省份除森林覆盖率之外的其他7个指标值均低于全国平均水平，良好的自然资源能够抵消和吸收一部分经济增长带来的碳排放的增量，因此这些地区重要的依然是着力推动经济增长。

4、第四类：天津、河北等16个省份。包含黑龙江、吉林、辽宁东北老工业地区，天津、河北环渤海湾地区，江苏、山东、安徽东部城市，河南、重庆、贵州、陕西、甘肃、青海、新疆中西部地区和海南。天津、河北两省的人均碳排放和火力发电量占比列16个省份的第一和第二位，限排行业的减排压力较大，特别是天津，人均地区生产总值4.889万元/人排名第一，经济快速增长的同时也消耗了大量的能源，导致了日益增加的碳排放量，可喜的是，天津2008年就成立了排放权交易所（TCX），积累了二氧化硫、化学需要量等主要污染物交易的经验，在该城市试点碳排放交易可以有效保证环渤海湾地区经济的可持续发展。东北三省和河南重庆等中西部地区在国家“振兴东北”、“中西部崛起”战略推动下，不断加大对基础设施的投资，一次性能源消费占比0.999，单位地区生产总值能消1.847千克标准煤/万元，均超过国家平均水平，上述地区应注重改善能源消费结构，提高能源利用效率，摆脱经济增长对能源消耗的依赖，可以先不考虑碳排放交易市场的构建。江苏等东部城市，经济发展较快，电力消耗巨大，而这其中火力发电占比达0.979，这些省份具备一定的经济基础，可以考虑在火力发电行业试点碳排放交易，一方面可以促进企业提高煤炭利用效率，加大技改投入，另一方面也可以有效缓解这些省份的减排压力。海南省具有独特的地理位置，良好的生态环境，但近几年随着国家对海南政策扶持和财政投入的加大，能源消耗量剧增，碳排放量的增幅明显高于地区生产总值的增幅，当前，海南省应统筹考虑经济增长和二氧化碳排放问题，突破碳排放增加对经济发展形成的刚性约束，实施发展型减排。

四、中国区域碳交易市场的初步研究结论

本文根据联合国可持续发展委员会提出的DSR模型，选取了反映碳排放交易内在因素的驱动力指标和反映碳排放交易城市承载力的发展状态指标，基于中国30个省份2005-2009年的面板数据进行系统聚类分析，得到了如下结论。

第一，中国区域碳交易市场的建立，不应“分省而治”。越来越多的省份争相建立碳交易平台，想利用“先动优势”，在未来的碳交易市场中分一杯羹，但简单的依靠行政区划建立碳交易市场不仅造成资源极大浪费，而且会干扰碳交易市场的正常秩序，最终面临“僧多粥少”，交易量很少甚至是零交易量的尴尬境地。根据上述研究结论，按照两个主要指标，从图1可以看出，碳交易市场的构建适合跨省联合行动，既方便总量控制，又有利于消除行政壁垒，发挥区位优势。

第二，应分层推进中国区域碳交易市场。可以考虑在核心城市，重点区域率先建立碳交易市场，作为中国推进碳交易市场的“先行区”，从上述30个省份来看，北京，上海，浙江、广东、福建东南沿海地区，天津、河北环渤海湾地区，江苏、山东、安徽东部城市区，可以作为构建碳交易市场的第一“梯队”，内蒙古、宁夏、山西，黑龙江、吉林、辽宁东北老工业地区作为“辅”碳交易城市，其他地区作为碳交易市场构建的第三层次，逐步建立跨地区、全方位、分层次的碳交易市场体系。

第三，应考虑在火电行业推行碳排放交易。一方面，我国大部分省份都采用燃煤发电，燃煤能源利用效率有很大的提高潜力，在技术上存在进一步提升的空间，具有减排成本优势，另一方面，燃煤发电产生的污染严重，火电行业碳交易的推行对我国实现整体减排目标贡献巨大。

参考文献：

[1]陈诗一.能源消耗、二氧化碳排放与中国工业的可持续发展[J].经济研究，2009（4）：41-55.

[2]刚.中国碳排放权交易体系设计研究[M]. 北京：经济管理出版社，2011.

[3]庄贵阳，潘家华，朱守先. 低碳经济的内涵及综合评价指标体系构建[J]. 经济学动态， 2011（1）：132-136.

篇（6）

“国以民为本，民以食为天，食以安为先”。近年来国内食品安全事件频频发生，已经引起全社会的普遍关注。食品安全的基础是农产品质量安全，因为所有的食品都来源于农产品，并且人们每天的食物，80%以上是初级农产品。因此，关注食品安全，首先就要关注农产品安全。做好农产品质量安全工作，是深入贯彻落实科学发展观、维护人民群众根本利益的必然要求，是保障公众健康安全、维护社会稳定的现实需要。

一、加强农产品质量安全势在必行

农产品质量包括以下三个方面：一是内在品质，如营养成分含量等；二是安全性品质，如作物中农药、亚硝酸盐、重金属盐类等对人体健康有害物质的含量等；三是商业品质，如外观色泽、口感性、形状、香味等。总的来说，各级（农业部、省、地市）农产品质量安全例行监测结果显示，合格率逐年提高。

2010年农业部农产品质量安全例行监测，蔬菜、畜禽产品和水产品合格率分别为96.8%、99.6%、96.7%，新监测的水果、食用菌、茶叶和生鲜乳三聚氰胺合格率分别为98%、95.2%、94.8%和100%。2010年湖南省农业厅对14个地市州农产品生产基地和超市、批发市场、农贸市场开展了四次蔬菜质量安全例行监测，共监测1400批次,农残合格率95.9%；水果一次共140批次,农残合格率99.3；茶叶一次共100批次,合格率100%。以上的监测结果显示，目前仍有少量不合格农产品流入市场，摆上餐桌被老百姓食用。与此同时，国内发生的农产品质量安全事件也令人忧虑。如2010年1月海南“毒豇豆”事件，2011年3月双汇“瘦肉精”事件以及随后沈阳爆发的“毒豆芽”事件，等等，农产品安全面临严峻形势。

农产品质量与安全既是民生问题，也是政治问题。第一，加重民众的心理负担，影响民众的正常生活，甚至在一定范围内造成了社会恐慌。2009年曾谣传吃海南香蕉致癌，吃四川橘子发病，前段时期媒体报道的“地沟油事件”，就引发公众对外出就餐的恐慌。最近国家统计局调查结果显示，公众对当前食品安全和农产品质量安全的满意程度普遍偏低，仅有24%的调查者表示“基本放心”。大部分人忧虑不知哪天就会吃到致病的不合格农产品。第二，损害人们的身体健康和生命安全，不利于社会发展。病从口入，因长期食用不合格农产品，毒素逐年累积，导致当今社会出现的疑难杂症逐年增加，癌症患者比比皆是，发病率逐年上升；同时导致人类的生育能力明显下降，不孕不育的夫妇比率越来越高。这些情况的出现大都是问题食品惹的祸。第三，影响经济发展和农民增收，引发企业倒闭和社会不稳定。因“问题奶粉事件”，三鹿集团被迫关闭，数万名职工一夜之间变成失业人员。“毒豇豆”事件导致海南3000亩豇豆滞销，10万亩反季节蔬菜卖不出去，政府拨巨款也难以平息广大菜农的不满情绪。受“瘦肉精”事件影响，双汇集团损失100亿元，最高可达200亿元。这意味着，双汇未来差不多20年的利润，极有可能为“瘦肉精”埋单。第四，破坏政府形象，甚至造成政局的不稳定。能否保障食品质量安全，已经成为衡量政府行政能力的重要尺度。如比利时的二恶英污染事件导致执政长达40年之久的社会党政府内阁，2001年德国出现疯牛病后，卫生部长和农业部长被迫引咎辞职。

面对不断爆发的农产品安全事件，越来越多的人认识到，我们亟需一种能够不依赖于农用化学制品而保持持续的供应能力的农业经济模式，于是低碳农业应运而生。

二、低碳农业与农产品安全的关系

海南“毒豇豆”事件发生后，很多地方都开始加强残留检测，不幸的是，相继又检测出了广西毒蔬菜和青岛毒韭菜。加强监控是最根本的措施吗？不是。高品质的农产品是种出来、养出来的，不是靠大量的高级设备仪器的测定检验出来的。监测是标，种植、饲养是本。治标不治本不能从根本上杜绝毒蔬菜事件的发生。

从20世纪70年末开始掀起绿色革命运动，最主要的举措是把化学工业引入农田，为解决我国粮食问题做出过突出贡献。然而依赖化肥和农药的现代农业所带来的高能耗、高污染的弊端已经显现。它不仅严重破坏了生态资源，带来了农作物的农药残留和食品安全问题，而且化肥和农药的生产过程，本身消耗大量的化石能源、产生大量的二氧化碳的排放。因此现代农业可以称之为“高碳农业”。 低碳农业则是以减少大气温室气体含量为目标，以减少碳排放、增加碳汇和适应变化技术为手段，通过加强基础设施建设、产业结构调整、提高土壤有机质、做好病虫害防治、发展农村可再生能源等农业生产和农民生活方式转变，实现高效率、低能耗、低排放、高碳汇的农业。（农业部，2009） 低碳农业与现代农业逆生态的生产过程完全相反，它是一种顺生态的生产过程,是建立在农业经济系统和生态系统耦合基础之上的，通过土壤营养物质的调节，保持碳库平衡，提高农业生态系统的生产力，保证农产品的数量安全。

在低碳农业发展模式中，农业生态系统的生物部分和非生物部分相互依存，农业的生态系统和经济系统相互耦合。在农业的生态系统中，非生物环境为生物提供生存空间，生物作为一个耗散系统与外界进行能量、物质和信息的交换。生态系统中的有机肥以动物的排泄物和植物的秸秆为原料，通过光合细菌、化能细菌、厌氧细菌等生物作用转化而成，代替合成化肥为农作物提供营养成分。农作物在生长过程中借助益虫或生态农药消灭病虫害。生态系统中的分解者属于异养生物，如真菌、放线菌、土壤原生动物和一些小型无脊椎动物。这些异养动物把复杂有机物逐步分解为简单无机物，回归环境中去，使农业生态环境得到了保护,维护了生物多样性。驱动这一物质循环的推动力仅靠单位面积上能量密度很低的太阳光，从而减少进入生产和消费过程的物质总量，在生产源头保证农产品的安全。#p#分页标题#e#

三、发展低碳农业，保障农产品安全的措施

1、加快推进农业基地建设，保证产品安全。

高速的城市化和工业化仍然是今后我国农村区域经济社会发展的主要动力和主要特征。这一基本特征将是发展低碳农业必须考虑的重要因素。低碳农业的发展需要宏大的空间和巨大的资源投入，特别是土地要素的投入，这就需要一个能够长期稳定的发展阵地。为了避免在新一轮城市化和工业化中，发生挤占高度开发的低碳农业用地的情况，造成不必要的浪费，必须严格执行已有的城市和区域经济社会发展规划，落实基本农田保护区政策，大力开展农业基地建设。合理规划，因地适宜，发展生态农业，以规模经营保障农产品数量安全。

2、努力降低化肥农药使用，提高其利用率。

在保障农产品安全方面,低碳农业与现代农业一个重要的区别在于投入要素的不同。现代农业依靠巨额的化肥、农药和水利灌溉等投入来维持粮食的增产,而低碳农业强调生物的多样性和大量施用有机肥，保护土壤肥力，以提高农业系统的生产力,可持续保证农产品数量的安全。

一是增施有机肥（最直接的方式）。老祖宗保持地力，地力常新壮的一个重要秘诀之一就是施用有机肥。有机肥最常见、来源最广是动物粪肥，其次是可直接作肥料用饼肥、油料的种子榨油后剩下的残渣以及土肥、泥肥、绿肥和骨灰、骨粉。这些传统的肥料占用场地少、简单便捷，整个过程基本没有碳消耗，是低成本、低污染的绿色肥源，不但能有效利用废弃物，减少污染，美化农村环境，还能降低化肥用量。

二是推广秸秆还田。就作物残留物的管理方式而言，焚烧秸秆不仅直接释放碳，还会加快土壤有机碳的分解。秸秆还田则可以缓解土壤有机碳的下降。减少农田二氧化碳排放的最直接有效措施是提高地面秸秆还田的比例。美国秸秆还田率近90%，我国仅约15%，其结果是，美国农业土壤中有机碳量逐年增加，而中国土壤有机碳量逐年减少。如果地面秸秆还田比率由当前的15%增加到89%，中国农田的碳平衡将会由亏为转盈。目前经常采用的方法是，在作物收获的过程中，利用农业机械将秸秆粉碎撒在地表上，然后翻耕将其埋入土中，秸秆腐烂分解后就成了滋养地力的有机肥。

三是全面运用测土配方施肥技术。测土配方施肥，简单地说，就是先进性土壤测试，确定土壤中各种营养元素的含量，然后根据不同的土壤情况和作物的生长需要，制定一个氮、磷、钾及中、微量元素施用量的配方，按照配方确定的各种肥料的合理配比施肥。西方发达国家化肥利用率在60％以上，而我国的化肥利用率只有35％，盲目过量施肥和施肥方法不科学等，都会造成化肥利用率下降。通过对农田环境监测，以大量采样数据为基础，经专家系统探研出最优的配肥结构，减少单质肥料用量、提高肥料利用率和耕地质量。

四是种植可以用作肥料的植物，也就是通常所说的绿肥。绿肥多为豆科植物，如绿豆、豌豆、蚕豆都很常用，此外苜蓿、田菁等也是很好的绿肥。施用也很简单，就是种植以后，直接将新鲜的植物茎秆叶等就地翻压埋入土中，或者沤肥、堆肥后移到其他地块施用。

五是推行缓控释肥。缓控释肥被称为21世纪高科技环保肥料，代表了化肥产业的发展方向。缓控释肥在传统肥料外层包一层特殊的膜，这层膜可以控制和放缓养分的释放速度和释放量，按照作物的生长规律，根据作物的需求同步供给养分。采用缓控释肥可以减少化肥的施用量和次数，提高化肥利用率，降低成本减少污染。山东农业大学的实验证明，如果用缓控释肥料，在减少氮肥30%用量的情况下，不会减产。如果肥料质量更好的话，减少50%用量也是可能的。

3、积极推广动物排泄物处理技术，保护农村环境。

20世纪50年代以来，以水稻为代表的绿色革命誉满全球，辅助以工业革命的成果——化肥、农药、塑料薄膜等农用资料，大幅度提高了粮食的产量，在某种程度上解决了粮食安全问题。但其反面是牛、猪、羊等动物的排泄物未经处理直接排放出来，据国家环保总局2005年在全国23个省市的调查，90%的规模化养殖场没有经过环境影响评价，60%的养殖场缺乏必要的污染防治措施。畜禽粪便直接或间接进入地表水和地下水后，会导致水体富营养化，水质严重恶化。不断加大化肥和农药用量，农产品安全得不到根本性保证。以生态农业为内涵的低碳农业所需要的有机营养物质来自动物排泄物的发酵而产生的有机肥料。对动物排泄物综合处理，产生的沼气为农村提供能源，剩下的发酵物成为农作物的“营养口粮”,在农业生产过程中减少了外部能量输入，保障农产品安全在农业低碳化过程中实现。

4、不断完善政策支持体系，激发发展动力。

尽管低碳农业生产的农产品质量要优于现代农业生产的农产品，是无污染的绿色食品，但由于农产品市场区分度不高，需要政府的引导与扶持。

一是加大资金扶持。长期以来，资金的匮乏一直是造成农业发展相对滞后的瓶颈。资金投入是发展低碳农业的关键。建立稳定的财政资金投入机制，整合现有财政专项资金，对低碳农业发展的重大项目和科技、产业化示范项目采取引导、激励、奖励或贴息贷款等方式给予支持。同时在信贷、产业政策等方面给予全方位引导扶持。二是制定支持政策。制定优惠扶持政策，实行有利于节能减排、改善环境、保护生态的财税政策，比如对低碳农业项目在土地出让金上给予大力的支持，在税收征缴上给予一定的减免。实现农业的低碳排放。三是加强监督检查。成立促进低碳农业发展领导小组，建立由相关宏观经济管理部门参与的组织机构，打破部门和行业限制，对各个阶段低碳农业发展的重点项目进行协调。建立针对农产品生产全过程的监督、报告和评价体系，设立能效和排放标准，加大监督检查力度，强化对发展低碳农业的领导。四是建立培训体系。劳动力是发展低碳农业前期投入成本中的主要部分，尤其是知识型劳动力的投入。而目前农村的现状是，广大干部群众对发展低碳农业还处在不知或知之不多的状态。不改变这种状况，发展低碳农业就只能是一纸空谈。通过行之有效的相关技术培训，提高广大农村干部和农民群众，特别是基层干部、农技人员以及经营大户对发展低碳农业的认识，尤其是要掌握一定的技术和知识，低碳农业才会真正良好地发展起来。各级政府可利用现有的农业高校、成人( 职业、继续) 教育学院的有效资源，打破条块、行业和部门界限加以整合，根据我国低碳农业进程，科学制定出低碳农业技术培训的规划，学习和借鉴国外农民科技教育培训的先进经验，建立健全培训体系和培训工作的长效机制，使低碳农业技术得以推广应用。#p#分页标题#e#

参考文献：

[1]新能源与低碳相当课题组•低碳经济与农业发展思考 [M]• 中国时代经济出版社2011.1．

篇（7）

伴随低碳时代的到来，人们开始关注低碳经济与城市竞争力之间的关系。学者开始认识到保持和提高低碳竞争力的重要性[1，2]。但是，国内外学者对低碳竞争力的研究工作见之不多，且多是从微观角度研究建筑、食品、林木等机电企业的低碳竞争力，缺乏从宏观角度研究城市的低碳竞争力。在此背景下，很有必要从低碳经济角度研究城市的竞争力，将节能减排纳入城市竞争优势范畴内，使其客观清晰地认识自身在未来低碳模式下的发展状况和优劣势，从而科学制定低碳发展战略。

1 城市低碳竞争力的研究理论基础

1.1 竞争优势理论 ①市场竞争力优势理论。其代表有亚当・斯密的绝对成本优势、李嘉图的相对成本优势、俄林的生产要素禀赋以及马歇尔的集聚优势理论。亚当・斯密和李嘉图的成本优势理论，认为竞争力的强弱取决于是否占有和控制世界上的资源产地，是否具有生产上的高效率技术和组织方式。马歇尔认为当企业集聚时，由于大量生产要素集聚所产生的相互积极影响，可以大大降低生产成本，从而提高竞争力。②体制竞争力优势理论。在资源禀赋意义逐渐下降的情况下，竞争优势的研究转向更深层的体制性层面，主要以世界经济论坛和瑞士洛桑国际管理开发学院的观点为代表。他们认为竞争力指一国的企业或企业家在目前和未来各自的环境中，以比他们国内和国外的竞争者更具吸引力的价格和质量来进行设计、生产和销售产品与劳务的能力，或认为竞争力是指一个国家或一个公司在世界市场上均衡地生产出比其竞争对手更多财富的能力。③其他竞争力优势理论。以波特为代表的产业竞争优势理论，强调一个国家的优势，就是企业、行业的竞争优势，一国竞争力的高低取决于其产业发展和创新能力的高低；以熊彼特为代表的技术创新理论，认为竞争力优势主要是以技术及组织的不断创新为依托；以道格拉斯・诺思为代表的制度创新理论，认为竞争力在于通过制度创新营造促进技术进步和经济潜能发挥的环境，强调竞争优势是制度安排的产物。

1.2 低碳经济理论 低碳经济一经提出，便受到各种政府和学者的高度关注，学术界从多种角度对其进行了研究，此处重点阐述经济发展与温室气体排放关系的相关研究。①经济发展与碳排放关系。关于经济发展与碳排放关系的研究，主要有两个观点，即“脱钩发展”和“环境库兹涅兹曲线”。脱钩发展认为，解决气候变化问题、实现低碳经济发展的最终途径是切断经济增长与温室气体排放之间的联系，也就是“脱钩”。Grossman于1991年提出了“环境库兹涅茨曲线”理论。格鲁斯曼认为环境质量同经济增长呈倒“U”型关系，即在经济发展的初期阶段，随着人均收入的增加，环境污染程度增大，达到某个临界点后，随着人均收入的进一步增加，环境污染程度下降，环境得以改善和恢复。②减排成本。部分人对发展低碳经济存有顾虑，认为会额外增大社会成本，得不偿失。但英国能源白皮书认为，有效处理气候变化所需的成本其实很小，仅相当于2050年全球GDP的0.5%-2%。尼古拉斯・斯特恩的《气候变化的经济学：斯特恩报告》中，定量评估了全球气候变化的经济影响，认为不断加剧的温室效应将会严重影响全球经济发展，指出如果目前全球每年投入1%GDP的减排成本，可以避免将来每年5%-20%的GDP损失。

2 城市低碳竞争力概念

澳大利亚气候研究机构与英国第三代环境主义组织联合的研究报告《20国集团低碳竞争力》中，将低碳竞争力定义为在减少温室气体排放的同时保持经济高速发展的能力。本文认为，城市发展的最终目的是提高人民生活质量，实现可持续发展，而不仅仅是经济增长。因此，城市低碳竞争力指城市在低碳排放的约束下，与其他城市相比较具有的为其居民创造物质财富和促进社会可持续发展的能力，即实现碳排放与经济社会发展双脱钩的能力。其核心是降低能源消耗、减少碳排放量，目的在于平衡经济社会发展和生态环境之间的关系。城市低碳竞争力包括经济、社会和环境等方面。其中，经济竞争力指促进经济增长，为居民创造物质财富的能力；社会竞争力指促进城市可持续发展，构建和谐社会的能力；环境竞争力指降低能源消耗、减少温室气体排放量，提升城市环境品质的能力。三者之间是辨证统一的关系。如图1所示，模型底部表示人类发展所依赖的三个资本之间的限制性关系，即环境容量限制着社会发展、社会发展制约着经济发展；三个支柱分别代表城市经济、社会和环境竞争力，上部的三角形表示城市低碳竞争力是经济、社会和环境综合水平的一种竞争优势能力。

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3 城市低碳竞争力特征

3.1 系统性。城市低碳竞争力是经济、社会和环境的综合竞争力，是由产业结构、价值观念、技术水平和政策制度等因素的综合作用而创造和维持的。其强弱取决于各要素综合作用的结果，不能仅注重某一因素或几个因素，导致盲目性和片面性，产生短板效应。必须从整体出发，始终把握系统的整体特性和功能，才能增强城市的低碳竞争力。

3.2 动态性。城市竞争力是自身资源与外部环境通过制度与机制发生综合作用的结果，自身有形资源、无形资源处在动态变化之中，而外部环境因素更是瞬息万变。因此，城市低碳竞争力是个动态的系统，不仅其大小会变化，其内涵也会随着经济社会的变化而不断发生变化，必须从发展和联系的角度来研究城市的低碳竞争力。

3.3 相对性。这包含两方面的内容。一方面，从某一时点去观察不同城市的低碳竞争力现状，是可比的。另一方面，从不同的时点去观察同一城市的低碳竞争力发展变化状况，同样具有可比性。只有进行横向和纵向比较，才能体现城市竞争力的大小，并分析其发展演化规律和影响因素。因此，城市竞争力是一个相对的概念。

3.4 开放性。根据系统论观点，城市是一个开放的系统，必须与外界进行物质、能力和信息的交换，通过不断吸收新的要素，调整自身以适应环境变化，并将城市的经济、文化等各方面优势“输出”到周边地区甚至更大的区域，占有或支配更广范围内的资源，带动区域的发展，才能具有竞争力。开放性反映了城市的集聚和扩散的功能。

3.5 差异性。不同城市自身条件不一样，城市政府的政策手段等因素也不一样，导致城市低碳竞争力呈现差异性。培育城市低碳竞争力可以从城市的差别优势出发，权衡自身在区域的角色定位，把城市间的竞争关系转变为竞争一合作关系，形成优势互补，相互促进，共同发展的“双赢”局面。

4 城市低碳竞争力理论模型

基于低碳经济和城市低碳竞争力内涵及特征，借鉴波特[3]、IMD[4]、和倪鹏飞[5]等学者或机构的城市竞争力模型，本文认为城市低碳竞争力的核心因素是经济、社会和环境低碳竞争力，并且受区位禀赋、基础设施、产业结构、城市文化、政策制度和技术创新等因素的支撑，见图2。经济竞争力指促进经济增长，为居民创造物质财富的能力；社会竞争力指促进城市可持续发展，构建和谐社会的能力；环境竞争力指降低能源消耗、减少温室气体排放，提升城市环境品质的能力。三者相互影响、制约和加强，只有综合提高三者的竞争力，才能提高城市的低碳竞争力。

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模型中，产业结构指各产业的构成及各产业之间的联系和比例关系，是决定城市经济增长方式的重要因素，也是影响节能减排的重要因子。区域禀赋指专属于一个特定区域、基本上不可转移的地域性特征，如地理位置、自然环境、区位交通、土地资源和城市印象等。基础设施指既为物质生产又为人民生活提供一般条件的公共设施，是城市赖以生存和发展的基础，包括能源、给排水、道路交通、邮电通讯和防灾系统等。城市文化指城市居民在长期生活过程中，共同创造的具有城市特点的文化模式，包括城市生活环境、方式和习俗。政策制度是城市管理者制定的发展方向和行为准则。发展低碳经济，需制定合理、正确的政策和制度，倡导低碳生活理念，鼓励开发和应用节能减排技术。技术创新指改进现有或创造新产品、生产过程或服务方式的技术活动，重大的技术创新会导致经济社会系统的巨大变革。低碳发展离不开先进科技支撑，须重点开展新能源和节能减排产品的研发工作。

5 城市低碳竞争力评价指标体系

基于城市低碳竞争力内涵及理论模型，遵循科学性、层次性、可比性和动态性等指标遴选原则，本文采用三层框架体系，目标层为城市低碳竞争力指数，准则层包括经济低碳竞争力、社会低碳竞争力和环境低碳竞争力，指标层则为具体的指标，见表1。

6 结语

作为人类活动的中心，城市消耗全球85%的资源和能源，排除85%的废物和CO2[6]，解决世界气候和环境问题，关键在于城市的低碳化发展。通过研究城市低碳竞争力，有助于城市客观清晰地认识自身在未来低碳模式下的发展状况和优劣势，科学制定低碳发展战略。此外，研究不同城市的低碳竞争力，有助于整体把握我国城市发展低碳经济的状况和方向，为国家制定宏观政策和决策提供依据。

参考文献：

[1]崔健.日本产业低碳竞争力辨析[J].中国人口・资源与环境，2011（21）：105-110.

[2]潘家华.走低碳之路提高国际竞争力[N].人民日报，2010-4-12，（23）.

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

eFreePress，1990.

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

[5]倪鹏飞.中国城市竞争力理论研究与实证分析[M].北京：中国经济出版社，2001.

篇（8）

人类社会的演替和发展以及相应的水文化都离不开自然生态水环境所提供的客观基础，水孕育了人类的精神文明与物质文明，世界经济发达地区都在水源富足的大河流域，如欧洲是莱茵河、多瑙河、非洲的尼罗河，北美洲的密西西北河和南美的亚马逊河都是城市的密布，工厂林立，人口众多，交通便利。外国如此，中国也是如此，祖国众多的城市无不坐落在江河湖海之滨，与水结下了不解之缘。

济宁市地处黄淮海平原与鲁中南山地交接地带，山丘、平原、洼地、湖泊分别占总面积的 19.5%、49.1%、16.7%和 14.7%。济宁市跨黄河、淮河两大水系，作为中华民族母亲河的黄河从北部梁山县穿境而过。流域面积 3.17 万平方公里的南四湖是我国北方最大的淡水湖，也是南水北调东线工程最大的调蓄水库，总库容 47 亿方。境内水库，河流众多，已建成大中型水库 5 座，小型水库 247 座，流域面积 50 平方公里以上的骨干河道 93 条，繁忙的黄金水道京杭运河纵贯南北，号称“江北小苏州”，多年平均降水量 700 毫米，水资源总量平水年为 48.98 亿方，其中地表水 33.71 亿方，地下水天然补给量16.26 亿方，可利用水资源 30.37 亿方，其中地表水 17.44 亿，地下水 12.93 亿方。天然水资源与可利用水资源的单位面积拥有量、人均占有量均高于全省平均水平，丰富的水资源拉动经济快速增长。

伴随着金融危机的蔓延，全球发展绿色经济应对金融危机已成为当前的趋势，水利低碳经济将成为撬动经济复苏的重要杠杆，将发挥经济和环境保护相统一，将促进人与自然和谐相处的新内涵。

低碳经济还是一种以能源的清洁开发与高效利用为基础，以低能耗、低排放为基本经济特征，顺应可持续发展理念和控制温室气体排放要求的社会经济发展模式。发展低碳经济，要求尽可能少的使用矿物能源和通过新技术来有效使用再生能源以减少二氧化碳等导致温室效应的气体排放，以保护水环境不受污染，保证我市经济社会的可持续发展。低碳经济也是贯彻落实科学发展观、保持经济社会稳定持续发展必须要高度关注的课题。

发展低碳成为经济新增长点，清水工程、小水电建设的开发利用都是为低碳经济兴水的一个新课题，在全球携手应对气候变暖、减少温室气体排放的时候，区域性、工程型和水质型水资源供需矛盾非常突出，越来越多的政治家、科学家、经济学家认识到，低碳经济是解决气候变化与经济发展矛盾的最终方案。一方面，低碳经济和低碳技术可以减少二氧化碳的排放，有效地应对气候变化，另一方面，通过对新技术的投入和发展绿色经济，可以增加就业，促进经济增长。从这个意义上说，低碳经济是实现经济增长从根本上与碳排放量增长脱钩的重要途径。气候变化带来了巨大的商机，碳交易、低碳产品和低碳服务的市场都非常有开拓前景。低碳产业是当前和今后永久性的发展主题，各行各业围绕低碳经济谋求发展，各行各业也正在加大投资力度，济宁水利资源丰富，发展乡村旅游，大力推广低碳水上旅游，是助农增收的有效途径，大力发展“低碳经济”将会有“一箭双雕”的效果，既可创造新的经济增长点，又可促进水上旅游经济发展质量的提高。

发展低碳经济，政府应给予政策支持，不要把节能减排投资看作是外生的追加投入，而是转变经济增长方式的内源性、增长性和战略性投入。这些政策支持中，金融政策是非常重要的一环，需要战略性思维，综合考虑，立体推进。使经济朝着有复原能力的、可持续的、绿色复苏的目标迈进。面对水资源的污染，我们将推动向清洁、创新、资源有效和低碳技术与基础设施的方向转型。

低碳经济的提出既是为了应对气候变化，但又超出了气候变化本身。低碳经济以能源的变革为核心，但涉及到人类居住行各个方面、各行各业，主要又与能源、工业、建筑、交通部门有关。低碳经济就是要对这些部门进行“减碳”的改造和转型，通过减少温室气体排放为前提来谋求最大产出，是通过人类的经济行为实现人与自然的和谐相处，进而增强人类活动可持续性的一种新的发展模式。

低碳经济的实质是开拓而不耗竭，适应而不保守，循环而不回归，是一种以良好生态环境为基础的科学发展模式。它不但能够推动人与自然的和谐，而且可以促进经济与人文、物质与精神、发展与幸福的和谐，已成为人们新的目标追求。

不管怎样，发展低碳经济对我市长远发展来说，具有深远的影响，在我市建设“资源节约型和环境友好型社会”的重大问题中，将会发挥巨大的经济效益和环境效益。发展低碳经济，将会最大限度地减少温室气体的排放，为最终实观经济和社会的可持续发展，水利方面应做好以下两点工作：

加强水土流失治理。水土流失导致河流湖泊萎缩、加剧面源污染和土地退化、加重旱涝等自然灾害，进而引致野生动物栖息地消失、生物多样性降低，对生态安全和饮水安全等构成严重威胁。由于特殊的自然地理条件，加之矿产资源的生产发展，我市经济社会发展付出了过高的生态环境代价。研究表明，森林植被具有减缓和适应气候变化的双重功能。从减缓的方面说，增加森林植被就能增加碳吸收，可以有效减少大气中的温室气体。反过来，破坏和减少森林植被就会增加碳排放。从适应的方面说，通过森林植被的恢复，可以涵养水源、保持水土、防风固沙；建设防护林体系，减少森林火灾和病虫灾害，加快优良林木选种选育等，能够增强森林自身和人类社会适应气候变化的能力。因此，建议今后采取各种有力措施，积极整合资源、资金，整体推进山、水、田、林、路、村的综合整治工作，突出恢复森林植被，做好水土流失治理工作，为低碳水利发展做出贡献。

篇（9）

名山出名茶，自古就是如此。庐山有云雾茶、黄山有毛峰茶、洞庭山则有碧螺春，但是，为什么只有武夷山的岩茶才有岩韵呢？

《茶经》记载“（茶）上者生烂石，中者生砾壤，下者生黄土。”武夷山属于丹霞地貌，境内群山环抱，不仅土层深厚，而且多为风化岩残土，这正符合上者生烂石的条件。可以说，武夷山特殊的土壤结构为茶树的生长，源源不断地提供了丰富多样的营养元素。

同时，由于武夷茶区地形复杂错综，岩茶区大部分利用幽谷、深坑、岩隙、山凹和部份缓坡山地，以石砌梯，填土建园，另有竣险石隙，砌筑石座，运填客土，以土代肥。在“武夷耕作法”中较突出的是“深耕吊法”、“客土法”，八九月挖山深翻时，将近根部有效养分吸收吊向行中，根部经日光曝晒、起除虫灭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等是形成岩韵的重要特质。

总之，“岩韵”形成的原因，与武夷山独特的地理环境有很大关系。独特的地理环境包含地形、温度、雨量、湿度、日照、土质等因素。适宜的品种才能吸收武夷山的地气，孕育出“岩韵”。

品种

茶树品种是衡量岩韵的重要因素之一，也是体现岩韵的唯一载体。武夷山有天然茶树“品种王国”之称，三十六峰，七十二洞，九十九岩。“岩岩有茶、非岩不茶”，品种千变万化。目前按照国家标准，岩茶主要分为水仙、肉桂、大红袍、奇种和名丛五个品种系列：

大红袍：大红袍是乌龙茶中的“茶中之圣”，“岩韵”特显，茶汤清滑甘爽、口感软甜，汤感稠厚，香气馥郁，回味甘爽，与其它名丛对照，冲至九泡尚不脱原茶真味。

肉桂：肉是岩茶系列中难得的香气尖锐持久的品种，冲泡四五次后还有很强烈的芳香，桂皮香非常明显（佳者带乳味），有诱人之感，味鲜滑甘润。

水仙：水仙是武夷茶当家品种之一。水仙汤色浓艳带橙黄色，耐冲泡，叶底软亮，味浓醇厚，喉韵明显，回甘清爽，有特有的花香。

奇种：又名“菜茶”，其树丛很矮小，枝干较细。其成品茶外形紧结匀整，色泽铁青带褐，较油润，具有天然花香，香不强烈，清幽而含蓄，味醇厚甘爽，喉韵明显，汤色橙黄透亮，叶底欠匀整。

名丛：白鸡冠、铁罗汉、水金龟、半天腰为武夷四大名丛，是武夷岩茶的独特代表。

茶树树龄

岩韵与茶树的树龄有较直接的关系。树龄短的茶树则少有岩韵，20年树龄以上的老茶树，采制的茶不仅香气高，且岩韵十分明显。幼龄茶，尤其是水仙，它的香气容易做出，但韵不明显。一些老龄茶树改造后又成了“幼龄”茶园。制出的茶也无明显岩韵。

同时，“岩韵”与鲜叶老嫩度也有关。武夷岩茶一般采取大开面采摘，此时鲜叶表皮细胞较厚，角质层已分化完全，角质层外复盖的腊质含有高碳脂肪酸和高碳一元脂肪，是形成乌龙茶香气的主要成分。较成熟的鲜叶中类胡萝卜素、淀粉、糖类、醚浸出物含量高，有利于“岩韵”的形成。

另外，为了保证岩茶质量，对采摘时间也有严格要求：春茶一般在谷雨后立夏前开采，而且一般一年只采一季。过嫩，则成茶香气偏低，味道薄而苦涩；太老，则香粗味淡，成茶正品率低。钱塘人许次纾1597年撰《茶疏》，提出了“惟有武夷雨前（茶）最胜”的看法。他认为：“清明谷雨，摘茶之候也。清明太早，立夏太迟，谷雨前后，其时适中。若肯再迟一二日期，待其气力完足，香烈尤倍，易于收藏。”否则，岩茶入口，则无适口的“香、清、甘、活”之“岩韵”美。

制作工艺

独享天泽的武夷岩茶，其制作工艺更是复杂独到。这历经数百年的传统制作工艺将武夷岩茶的优良内质发挥到极致，凸显岩韵的独特风味。

岩茶制作工序主要为：采青萎调（晒青、晾青）做青（做手、摇青、晾青交替）炒青揉捻（初炒、初揉、复炒、复揉）初焙摊凉拣剔复焙团火补火包装等十一道工序。以上每一道工序，凡求精求好，都必得一步一个脚印，不得疏忽，不能省略。

武夷岩茶得名，当地茶师的敬业精神是原因之一。武夷岩茶的制作目标，以适口为美。操作虽有规程，但又必须随品种、温度、湿度的变化而“看茶做茶”。做青时采取“两晒两晾”，重轻结合，看青做青，双炒双揉，去沤提香。初焙、复焙中最主要的是鲜叶中开面采，中度萎凋，做青以“三红七绿”的发酵程度为标准，最后采用文火慢焙，熟化香气，色味俱全。独特的制作工艺是“岩韵”形成的重要手段之一。

冲泡技术

正确的冲泡方法也是充分发挥出岩茶岩韵的关键。一些泡茶高手对于岩茶的冲泡要诀总结为简单七字：“好水、沸水、快出水”。

泡茶用水以天然的山泉水为上，洁净的河水和纯净水为中，硬度大或氯气明显的自来水不可用；水温需现开现泡为宜，水温低于95℃或长时间连续烧开的水都略逊。最好配备“随手泡”。泡茶前要洗净茶壶、茶杯，先用开水烫杯，每杯投放5-8克茶叶。加放茶叶的多少因人而异，嗜浓者多加，喜淡者则少放。将沸水冲入，满壶为止，后即用杯盖刮去水面茶沫，再用开水浇淋茶壶，既提高壶温，又能洗净壶的外表。再将冲洗干净的杯盖稍倾斜盖好，约一分钟后用拇指、中指执凹形的杯盖顶部将杯盖挪开一缝，闻其香气，以辨香味之纯杂、高低、长短。反复数次，再将杯盖放置原位，用拇指、中指擎住杯沿，食指压住盖顶，提杯倾斜，将茶汤巡回环复分注于公道杯中，速度要快，倾完为止。

浸泡参考时间：13泡浸泡1020秒，以后每加冲一泡，浸泡时间增加1020秒。浸泡时间的调整原则为前几泡的汤色基本一致，品质好的可冲十余泡，重在冲泡次数与浸泡时间的调节。

篇（10）

一.发动机氧传感器的类型

汽车发动机燃油喷射系统采用的氧传感器分为二氧化锆（zrO2）式和二氧化钛（TiO2）式两种类型。而常见的氧传感器又有单引线、双引线和三根引线之分，单引线的为氧化锆式氧传感器；双引线的为氧化钛式氧传感器；三根引线的为加热型氧化锆式氧传感器，原则上三种引线方式的氧传感器是不能替代使用的。其中应用最多的是氧化锆式氧传感器。

二.发动机氧传感器的构造

二氧化锆型氧传感器由二氧化锆管、起电极作用的衬套以及防止二氧化锆管损坏和导入汽车的带孔护罩等构成如图1所示。

三.氧传感器的工作原理

氧传感器的工作原理与干电池相似，传感器中的氧化锆元素起类似电解液的作用，其基本工作原理是：在一定条件下（高温和铂催化），利用氧化锆骨外两侧的氧浓度差，产生电位差，且浓度差越大，电位差越大。大气中氧的含量为21%，浓混合气燃烧后的废气实际上不含氧，稀混合气燃烧后生成的废气或因缺火产生的废气中含有较多的氧，但仍比大气中的氧少得多。在排气高温作用下氧气发生分离，由于锆管内侧氧离子浓度高，外侧氧在两个表面电极有氧浓度差，氧离子就从浓度高的一侧向低的一侧流动，从而产生电动势，所以二氧化锆传感器实际为一种容量较小的化学电池，也称氧浓度差电池。 当混合气稀，空燃比大时，排气中的氧含量高，传感器元件内、外侧氧浓度差小，氧化锆元件内、外侧两电极之间产生的电压很低，当混合气浓时，排气中几乎没有氧传感器内、外侧氧浓度差很大。内、外侧电极之间产生的电压高（约1V）。在理论空燃比附近，氧传感器输出电压信号值有一突变。二氧化锆管内外涂有铂起催化作用，能使排气中氧气与一氧化碳、碳化氢等发生反应，减少排气中氧含量，使外侧铂表面的氧几乎不存在，提高了传感器的灵敏度。 氧传感器的输出特性与排气温度有关，二氧化锆式氧传感器的工作温度在300℃以上。当排气温度低于一定值约时，氧传感器的输出特性不稳定，因此氧传感器一般都安装在排气温度较高的位置。为此，有些车上海装有排气温度传感器，当排气温度传感器的信号达到一定值后，控制单元才根据氧传感器的信号进行空燃比反馈修正。其特点是抗铅；较少依赖于排气温度；起动后迅速进入闭环控制。

四.氧传感器的常见故障

（一）氧传感器中毒

氧传感器中毒是经常出现的且较难防治的一种故障，尤其是经常使用含铅汽油的汽车，即使是新的氧传感器，也只能工作几千公里。如果只是轻微的铅中毒，接着使用一箱不含铅的汽油，就能消除氧传感器表面的铅，使其恢复正常工作。但往往由于过高的排气温度，而使铅侵入其内部，阻碍了氧离子的扩散，使氧传感器失效，这时就只能更换了。

（二）积碳

由于发动机燃烧不好，在氧传感器表面形成积碳，或氧传感器内部进入了油污或尘埃等沉积物，会阻碍或阻塞外部空气进入氧传感器内部，使氧传感器输出的信号失准，ECU不能及时地修正空燃比。产生积碳，主要表现为油耗上升，排放浓度明显增加。此时，若将沉积物清除，就会恢复正常工作。

（三）氧传感器陶瓷碎裂

氧传感器的陶瓷硬而脆，用硬物敲击或用强烈气流吹洗，都可能使其碎裂而失效。因此，处理时要特别小心，发现问题及时更换。

（四）加热器电阻丝烧断

对于加热型氧传感器，如果加热器电阻丝烧蚀，就很难使传感器达到正常的工作温度而失去作用。

（五）氧传感器内部线路断脱

内部线路有虚焊 松脱或者断路。找一个新的氧传感器进行检测，如果故障消失则是氧传感器的毛病，反之，则是线路的问题，需更换线路。

五.氧传感器的检修

（一）分工况检测

氧传感器输出的信号电压（指ECU 导线侧连接器端子对地的电压）应当符合下面的要求――a.点火开关位于ON 位置时，信号电压大约为0V；b.发动机冷机怠速运转时，信号电压大约为0V；c.发动机预热后怠速运转时，信号电压大约为0 V～1.0V；d.发动机预热后加速运转时，信号电压大约为0.5 V～1.0V；e.发动机预热后减速运转时，信号电压大约为0 V～0.4V。

（二）灵敏度检测

起动发动机，让发动机以2500 r/min 的转速运转3min，使氧传感器达到工作温度。发动机继续以2500r/min 的转速运转，同时测量氧传感器的信号电压，如果信号电压在0.1 V～1.0V 之间波动的次数为10 s 内大于8 次，说明氧传感器的灵敏度正常。否则，应当更换氧传感器。

（三）模拟检测

拔下一根发动机的真空软管，模拟混合气变稀，若氧传感器的信号电压下降到0.1 V～0.3V；堵住空气滤清器的进气口，模拟混合气变浓，若氧传感器的信号电压上升到0.8 V～1.0V，说明氧传感器工作正常。如果氧传感器的信号电压不发生上述变化，说明氧传感器有故障，应该予以更换。

六.氧传感器故障的案例

（一）案例

（1）故障现象

一辆丰田LEXUS LS400轿车，已经跑了10万多公里，车主反映车子加速没有以前顺畅，松油门时怠速有轻微的振动，发动机故障灯时亮时不亮，油耗也明显增加。

（2）故障的诊断

读取故障码，故障代码显示为混合气过浓或过稀，从而得到大概的故障部位在进气系统、燃油供给系统、点火系统。可能的主要故障部件为空气流量计、水温传感器、节气门位置传感器、油压调节器、点线圈、高压线、火花塞及氧传感器。本着先易后难的原则逐一进行检测，推断故障所在因为空气流量计、水温传感器、节气门位置传感器都有一个确定的故障码，如有问题，都会被控制单元记录下来，会有故障码读出，根据故障自诊断情况，这些部件都没有故障代码，基本可以确定上诉部件没有故障。而氧传感器是受其它因素影响较多的元件，应该先检测其它的元件，最后检查氧传感器。检发现其余元件没有损坏，问题则出在氧传感器上。

（3）故障的检修

根据电路图，断开发动机ECU与氧传感器的联接，对氧传感器进行检测，测量左右两边的主氧传感器加热元件的电阻，都在5.1～6.3Ω之间，没有问题，接着测量ECU端子HTL和HTR对搭铁的电压在9～14V之间，也没有问题。只有检查氧传感器的工作情况了。按要求装好拆下的拆下的部件，起动发动机，并热车到正常的工作温度，连接诊断插座上的E1和TE1端子，用万用表的正极表棒连接到插座的VF1和VF2端子，负极表棒连接到E1，高怠速（2500r/min）运转2分钟以加热氧传感器，然后将发动机速保持在2500r/min。分别计算电表在0～5V之间的波动次数（正常应在每10秒内波动8次左右），测得的波动次数为零。始终保持在0V，问题可能是氧传感器信号问题。再测量端子OX1、OX2端子跟E1之间的电压在0.5V以下，只有0.1～0.2V（正常应在0.5V以上），这就说明氧传感器不工作，问题终于找到了。由于氧传感器不能正常地把信号反馈给发动机ECU，不能对喷油器的喷油肪宽进行控制和修正，产生混合气过稀、过浓现象，导致出现了前诉问题。最后更换2个氧传感器和火花塞后，试车故障再也没有出现。

七.汽车氧传感器的发展趋势

中国开创性地提出了“新型汽车氧传感器产业” 及替代品产业概念，在此基础上，从四个维度即“以人为本”、“科技创新”、“环境友好”和“面向未来”准确地界定了“新型汽车氧传感器产业” 及替代产品的内涵。根据“新型汽车氧传感器产业” 及替代品的评价体系和量化指标体系，从全新的角度对中国汽车氧传感器产业发展进行了推演和精准预测，在此基础上，对中国的行政区划和四大都市圈的汽车氧传感器产业发展进行了全面的研究。

参考文献：

篇（11）

很多人都会去咨询身边那些较为了解运动品牌的朋友，如何选择一双适合自己的跑步鞋？其实最基本的，是先了解一下跑步鞋品牌！在各类商场的货架上，Nike、Adidas等运动品牌特意划分出了跑步鞋的区域，但对于热衷慢跑的人而言，它们不过是“时尚”慢跑鞋品牌，说到专业度，还差了三五条街！当然，Adidas旗下跑步系列逐渐细分并且形成换代规模，还是具有一定专业性的。

真·Top5

很多跑友津津乐道的四大跑步鞋品牌是Saucony（索康尼，美国）、New Balance（新百伦，美国）、Brooks（布鲁克斯，美国）、Asics（亚瑟士，日本）。当然，由于这榜单的出自美国，根据行家们的说法，还应加入Mizuno（美津浓，日本）才合理。

也许很多读者都会疑问，为何这些名气较小的品牌形成了TOP5阵营，却没有Nike之流的席位？引用资深跑友的口头禅就是：“没有各系列细分以及宽度鞋楦标准的跑鞋品牌，还好意思称之为专业？”

说到New Balance，不论是热爱时尚还是喜欢跑步的朋友，都不会对这个品牌感到陌生，诸多影视明星以及时尚达人对574等款式的持久热衷，让这个品牌具有着十足的时尚意味，不过New Balance旗下的1225、1226系列跑步鞋也创下了了专业慢跑鞋的不少记录，定位顶级手工制鞋技术的总统系列更是不用多说。一句话，这个品牌充斥着无数令人耳熟能详的经典款式。

Asics的入围，其实也不意外，在慢跑鞋、足球鞋领域，都不会缺少日本品牌的存在，原因在于日本厂商针对亚洲人多出现的扁平足及宽大脚掌方面有着十分细致的设计，所以Asics以及之前提到的Mizuno都会对亚洲人的脚型有着较为特殊的照顾。

要提醒一下各位的是，Saucony以及 Brooks都未正式进入国内，所以商场中不会出现这两个品牌的专柜，诸多跑友只有通过海淘等渠道购买，实在有点可惜。当然，也正是这份小众而专业的风格，让它俩有了低调而奢华的内涵，以至于笔者钟爱的Brooks走在大街上经常被朋友这样问：“这双安踏是什么时候出的，还挺靓……”

其他跑鞋品牌除了Nike、Adidas外，还有Puma、Reebok等，此外，还有国产的多威（更多活跃在80后记忆中，体育老师们那双万年不变的蓝色跑步鞋），也有自家旗下的跑步鞋系列，后续的文章中还将有所介绍。

好了，说过了这几大慢跑鞋品牌，下面就要拉开本文的正式话题。

谁是经典？

在这个环节中，可以拿来介绍的实在太多，每个运动品牌旗下都拥有着不少受到广泛欢迎的长青款式，在此把久经考验、争议最少、最为经典的几款产品带给大家。

asics GEL-Kayano 19

参考价格：1398元

作为asics最著名的慢跑鞋系列，即便面对同门的Cumulus以及Kinsei，Kayano 19也拥有着足够的底气能够坐稳这头把交椅，尤其是在国内市场中，对于K系列更是推崇至极。虽然双密度橡胶大底并非A家专利，但Soft Top DuoMax还是可以最大程度地减少因为脚面侧倾导致的不良后果，加上外露的厚实GEL硅胶，带来了慢跑过程中的舒适脚感。

当然，说到科技配置，Kayano 19可不是仅仅配置了外露硅胶的奶油小生，从中底的Solyte轻质缓震材质，到保证跑步运动状态的Guidance Line（重力引导线），再到鞋底重点部位采用的AHAR+耐磨橡胶，Kayano 19可谓是用科技化装备武装到牙齿的经典慢跑系列代表产品。

Mizuno Wave Prophecy 2

参考价格：1398元

自打美津浓将Wave技术运用到旗下中高端所有产品之中，就开始了这个造型怪异跑步科技的新篇章，相比常见的果冻胶以及气垫等减震形式，Wave在提供强大回复弹性的同时，尽可能地降低了跑步鞋中底的重量，对于争夺轻量化宝座的慢跑鞋市场而言，这是一个吸引眼球以及获取最轻质量的不二法宝。而Prophecy 2，则将这份奇异的特色发挥到了极致。

Prophecy 2采用全掌Infinity Wave设计，比传统的后掌Wave覆盖面积更加广，整体质量也更轻。为了在回弹性之余增加中底的舒适性，AP+材质的运用，让它有着更舒适的脚感，配合Dynamotion动态贴合系统，在整个Wave中底上，形成了一个包裹性更强的单层靴设计。它的科技元素多到无以复加，但是必须严重提醒一下：购买前必须做好心理建设，否则接受它的外观会将一个漫长的过程……

TIPS 鞋楦宽度

除了产品系列的差异之外，鞋楦宽度也是每一个专业跑步鞋生产厂商的必备衡量标准。一般来说，男士的标准鞋头宽度是D，女士的标准鞋头宽度是B，标准宽度对于大多数跑友来说都可以满足使用需求。不过对于脚面较宽的亚洲人而言，有更大的宽度可供选择还是很必要的，尤其是对于鞋楦较为瘦长的支撑系跑鞋而言，一双2E乃至4E的慢跑鞋，会让你更加自在。

需要提醒的是，双脚在白天会胀大，因此建议最好于傍晚时分，待双脚胀得最大时才去试穿，以减少买鞋尺寸的误差。目前New Balance等品牌在较大专卖店都会有不同宽度的鞋款试穿，现场也会有专业的“量脚器”（布兰诺克设备）提供测量服务。

New Balance 990GL3

参考价格：1899元

很多热爱跑步的朋友都会对这双鞋的入围感到不解，的确，注重内敛与奢华的总统跑步鞋的价位并非大众能够接受，动辄1800起步也让这尊大神有些不够“平易近人”，但隶属于Premium系列的990GL3的确是慢跑鞋中的少有的分支——奢华款式。纯手工缝制以及翻毛牛皮的外表，让这款看起来“灰头土脸”的鞋款太过低调，但小布什这样总统级的人物倾情上脚，让它有着抢眼的出镜率。经典的993采用前后掌Abzorb SBS吸震材料，在后跟搭载了DTS，稳定性出色，可惜现在只能在美国官网定制。作为换代产品的990GL3属于支撑系慢跑鞋，之所以定价更高，主要是足弓处比993多了碳板，稳定性得到了提升。

Brooks Beast 12

参考价格：910元

Brooks拥有完善的产品系列，相比传统慢跑鞋而言，Beast更加生活化，尤其是有悖于时下流行的轻量化设计、较为复古的鞋身以及厚实的中底，带来的是最舒适的步行、跑步感受。当然，对这个售价不菲的“野兽”，Brooks也将旗下的缓震科技悉数聚齐，包含防止外翻的大面积TPU承托盘以及那个令人踩过就不会忘记的鞋垫，组合起来甚至有了踩shi的感觉，一个词就能形容：舒服。Beast在2012年从支撑系独立出来，形成了全新的控制系，不过这个系列也停留在了Beast12，还没有推出后续的版本。对大体重（80kg以上）的人群来说，它带来的舒适性独一无二。该系列还有针对女性的版本，名为Ariel。

慢跑鞋的分类

很多朋友的疑惑在于，慢跑鞋还需要分类么，长相区别不算大，除了价格和配色，还有什么可以作为分类依据？其实上文提到的五大跑步鞋品牌都有着严格而专业的系列划分，大都包含了越野型、缓冲型、支撑型、控制型、比赛型。

越野型 由于其针对性，越野型跑鞋的鞋底构造与传统跑鞋不同，大多会采用较为坚固的硬橡胶作为覆盖材质。当然，更高端的系列还可能会使用Gore-Tex等面料作为防水之用，所以这类鞋子更适合户外运动而非日常跑步或者比赛用鞋。

缓冲型 缓冲型又称缓震型，顾名思义，这个系列的产品会提供较为强大的缓震性能，再通俗点说就是——软。通过大面积减震胶、双密度橡胶带来的柔软的中底感受，让跑步者拥有较为舒适的跑步过程，但由于鞋底中部的支撑性有限，更适合高足弓跑步者。这个系列中的绝大部分产品，也都适于日常步行使用。

支撑型 相比缓冲型而言，这类跑鞋会在整个鞋身以及鞋底的稳定性上下功夫，从TPU承托盘乃至碳板的应用，在跑步过程中，对于跑步者的跑步动作以及跑步习惯，都有一定的辅助纠正功能，可以说支撑型慢跑鞋兼顾了缓冲型以及控制型的优点，处在一个较为平衡的位置，也都具有着更加标准的跑鞋样式，是最为Classic的慢跑鞋分类。

控制型 控制型跑鞋通常是为低足弓和扁平足人群设计，所以在支撑性能保障的前提下，会将鞋底设计得更宽，也更加平坦，尤其对于体重较大/扁平足的跑步者而言，控制型慢跑鞋是非常适合的。

比赛型 对于大众跑步者而言，这个系列的参考价值大于实用意义。比赛型慢跑鞋大多为专业跑步选手而设计，不论长距离跑步还是马拉松等项目，都会在轻量化上下足功夫，出于对比赛选手的跑步负重考虑，比赛型慢跑鞋大多数都不会采用大面积减震橡胶等舒适性配置，而是在简约化的同时，尽可能降低鞋身的重量。

当然，需要额外说明的是，各大品牌的慢跑鞋分类虽然很细，但并非没有交集，不是说缓震系就不可以拥有支撑性，而稳定系就不考虑减震舒适度，所以还是建议在选购的时候，最好可以亲自尝试多个系列，亲身体验、比对。

跑步周边装备

跑步装备其实与个人的跑步习惯有关：有些人喜欢“裸跑”，短衣短裤慢跑鞋，其他任何东西都不带，单纯享受跑步的乐趣；而有些人则是“装备控”，能提升专业度的一定要武装到牙齿。

梯度压缩衣

正所谓工欲行其事必先利其器，光满足脚上的需求还不算资深慢跑装备控，梯度压缩衣也是不可或缺的一部分。其实在日常生活中见到最多的压缩衣、压缩裤，大都出现在NBA转播的画面中，各路球星都会在球衣内穿上梯度压缩衣，不过在身边的朋友要是也穿上的话，大家往往一致认为这“”的家伙穿上了黑丝、紧身裤……

梯度压缩衣裤的主要功能是贴身排汗和压缩肌肉。大多数压缩衣都会贴合肌肉线条，看上去会有一种“紧绷”的感觉，在运动过程中可以很快将汗液导出并且通风吹干，“冬暖夏凉”有点过于神话，但确实具有着不错的排汗作用的；压缩肌肉方面，由于采用多种压缩密度材质的拼接设计，易出汗的部位选用透气、倒汗的材质，而肌肉密集区则选择弹性十足的材质，在运动过程中有助于肌肉保持紧绷状态，可起到减少抽筋及拉伤等伤病的发生。在运动后，压缩材质的应用还可以辅助肌肉迅速恢复。

作为最简单的运动形式，慢跑甚至无需跑步鞋便可进行，但伴随着人们对舒适感以及专业性的不断追求，将运动装备武装到牙齿的想法充斥在我们每个人的脑海里。借助这些科技附件，可以进一步提升运动效率，减少运动带来的伤害，当然，这也是笔者这样“纯装备流”跑友在购买之前给自己的最佳理由（老实说，其实也是败家的最佳“借口”）。

鞋垫

每双慢跑鞋都会配备鞋垫，但是要知道，一双舒适的鞋垫，占据了整体脚感三成的戏份，举例来说，Brooks Beats 12自带的橡胶鞋垫在厚度以及柔软度方面堪称原配鞋垫的极限典范，笔者在某购物网站搜索了许久都没能找到单独销售的最爱。

第三方鞋垫方面，最著名的莫过于Ortholite鞋垫，官方介绍具有透气，吸汗，防臭、防霉、抑菌，缓冲性良好的特点，实际体验来看，在缓冲性方面基本是与中高端慢跑鞋相同的水准。

合成型鞋垫相对于原配鞋垫而言，合成型鞋垫大都会在缓冲性能方面增加一些部件，例如加厚的缓震胶垫、符合人体工学设计的脚型凹槽，甚至是增加TPU材质增强稳定性，在整体的功能性方面要超出原配鞋垫不少，也是不少跑友在原配鞋垫出现老化之后的首选。

其他方面，类似Nike Zoom Air以及全掌Air气垫的鞋垫在淘宝上也随处可见，但更适合篮球鞋的垫高以及舒适性提升，对于本就是低帮设计的慢跑鞋而言，贸然提升鞋底高度会在很大程度上增加脚踝扭伤的几率。此外，全硅胶材质的鞋垫虽然可以带来十分舒适的缓震感受，但对于重视散热性的慢跑鞋而言，尤其是长时间跑步的慢跑者而言，这是一定要避开的。

跑步袜