汾河水污染治理对策论文范文

汾河水污染治理对策论文范文第1篇

中国环境污染治理方法、现状及对策 张小溪 南开大学经管法试点班2004级 【内容摘要】环境污染已经成为制约中国经济可持续发展的一大障碍。本文试图通过对国内外治理环境污染的制度安排的理论分析，针对中国实际情况，对相应政策在中国的可行性作出分析，并提出解决中国环境问题的制度安排设想。 【关键词】污染税排污权交易税费并行 企业和家庭在生产生活过程中向周围环境排放污染物，如废水、废气和废渣等，这些污染物超过环境的自净能力或者环境容量，就会破坏环境。环境问题的经济学症结是市场负外部性。所谓外部性(externality)是指在实际经济活动中，生产者或消费者的活动对其他消费者或生产者产生的超越活动主体利益范围的影响。负外部性则是指那些有害的影响。由于污染者的私人行为产生的污染物不仅对其本人、而且对其他人

一、环境污染治理基本方法 1.政府行政法规(传统手段) 根据理性行为假设，假定人们对法律是熟知的，对自己在一种法律关系中有的权利和应承担的义务是清楚的，会通盘考虑使用法律行为所引致的法律后 ①美国加利福尼亚大学生物学家G哈丁教授就人口资源关系等问题.于1968年撰写了一篇题为“公有地的悲剧”的论文。阐明在公有地自由使用的社会里，每个人都在追求利益最大化，所有人争先恐后追求的结果最终是整体的崩溃。 493果，并作出恰当的有利于实现自己利益的行为选择。 因此解决环境污染问题的一个最直接的方法就是制定行政命令。行政命令型环境政策是通过各类环境法规与环境标准的制定与强制执行达到一定的环境控制目标，污染者为避免法律制裁必须采取措施(input contr01)。这种政策目标明确，效果迅速而明显。比如法律可能要求一个城市需设定一个特定类型的污水处理厂，或者要求钢铁厂过滤其产生的黑烟，或者汽车制造商们为汽车装置特定的废气控制设施。 .这是一种显而易见的方法，但是政府行政法规的治理方法又存在一些问题。这一方法最要害的地方是，专f-j带rJ定控制污染的特定方法会妨碍企业内部自觉寻求最有效率的控制手段。而且，通过计算得出何种控制污染的措施是指的很不值得的、考虑外部成本后计算得出产量具体应该是多少都不是容易的事情。回答这类问题需要由企业自身提供控制方法的成本和收益的具体信息，而这些信息的绝大部分控制在企业自己手中，而不是规则制定人手中：如果制定政策者相信根本没有任何低成本且高效率的控制方式，那么企业就可以继续制造污染而不必为承担任何控制污染的成本费用。 2.收取排污税(庇古手段) 现代公共选择理论强调市场在解决环境问题的政府政策中的作用。这种政策以市场为基础，通过确定和(或)改变市场参数来影响政策对象的经济利益。这种间接的宏观调控方式，以市场为中介，把保护与改善环境的责任由政府转交给污染者，从而既有助于调动污染者减少排污和促进技术革新的积极性，也有助于降低政策的执行成本。 对比单纯的行政命令方法，利用市场建立可忍受的污染排放水准，依靠刑法或罚金迫使污染者的排污不超标，从而将方法的选择留给厂方(outputcontr01)，规则制定者只需对公司造成的污染收取费用而不必告诉其具体应该怎么做。这就是通常所说的“庇古税”。 如图1所示，S代表私人企业生产的边际成本曲线，d表示需求曲线，s‟表示社会边际成本曲线。企业根据其自身的边际成本曲线与需求曲线的交点确定企业的产量q和价格P。但实际上，由于污染使社会的边际成本大于私人企业边际成本，因而从社会角度来看，最优产量应是q‟，最优价格应是P。.不难看出，外部效应使实际产量大于最优产量，社会资源并没有得到最佳的配置。三角形abc就是由于污染所造成的外部成本，即由企业生产而造成的，但却要由社会来负担的成本。对污染征税，主要就是将外部性成本内在化。最适量的污染税应等于外部成本，图中bc点间的垂直距离就是应征收的污染税。当企业被征收该税后，其边际成本就与社会边际成本相当，外部成本就被内化为企业的494内部成本。实际上，对单位污染所征收的等于所造成的边际社会损失的税收就称为庇古税收。 图1庇古税收原理 这样，规则制定者无须知道任何有关控制污染所需的成本，而且能够计算出正确的污染控制量，从而得出正确的实际产量，因为企业现在的成本包含了其控制污染所需的成本，也包含如果控制失败需要付出的成本，这才是生产一定产量所需的所有真实成本。 3.排污权交易(科斯手段) 科斯不同意庇吉的政府干涉方案。科斯定理指出：“如果交易成本为零，无论初始产权如何界定，都可以通过市场交易和自愿协商达到资源的最优配置;如果交易成本不为零，就可以通过合法权利的初始界定和经济组织的优化选择来提高资源配置的效率，实现外部效应的内部化，而无须抛弃市场机制。”Ⅲ他提出解决环境外部型的“非政府干预手段”，将生产要素视为一种权利，而生产有害的结果(如废水、废气和废渣)也是一种生产要素，是一种权利，即污染权。只要清晰界定了污染权，剩下的事就依靠市场解决了，资源就能得到有效配置。 排污权交易是指对污染物排放总量控制的前提下，利用市场规律及环境资源的特有性质，在环境保护主管部门的监督管理下，各个持有排污许可证的单位在有关政策、法规的约束下进行排污指标(排污权)的有偿转让或变更的活动。通过污染者之间交易排污权，实现低成本污染治理。其经济学依据是市场经济的利润成本法则。它对企业的经济刺激在于：在企业所得分配的排放总量一定的情况下，排污权的卖出方由于超量减排而剩有排污权，出售排污权获得的经济回报实质上是市场对有利于环境的外部经济性的补偿。买方由于必须新增排污权而不得不花钱购买，其支出的费用实际上是外部不经济性的代价。 图2中的mcl、mc2表示ab两个污染源的污染物边际治理成本曲线，当消 ①沈满虹：环境经济手段研究》，中国环境科学出版社，2001年，第95页。 495减污染物量相同(qO)时，mcl>mc2，即污染源a的处理费用大于污染源b， 由此认为a如能向b购买部分低于其自身边际处理成本的排污权，则可节省治理费用，而b则可以高于其自身边际治理成本的价格出售排污权给a，并从中盈利，即两者有进行交易的动力，这从理论上满足了帕累托(V Pareto)效率①原则。 成 太 价 格 p 减量 图2排污权交易过程示意图 排污权交易制度可以在较大程度上使企业成为真正的排污和治污主体，并对自己的污染排放行为作出选择。因为在这种制度安排下，政府不仅放弃了一些配额交易的权利，部分地退出了交易过程，而且也放弃了借此获得的交易利益。与此同时，企业取得了排污权交易的利益，就有了积极参与污染治理和排污权交易的利益激励。治理污染就从一种政府的强制行为转变为企业自主的市场行为，其交易也从一种政府间交易变成一种真正的市场交易。 排污权交易作为一种新的环境管理的经济手段，最先由美国于20世纪70年代提出，经过多年的运行，在美国已取得了明显的经济效益与社会效益。

二、环境污染治理现状 由于我国经济增长主要依赖固定资产投资扩张的模式尚未从根本上转变，钢铁、电力、水泥、电解铝等重工业投资规模较大，产品产量增加较快，对环境的压力继续增加。2004年，我国各主要污染物排放量继续保持增加态势。工业废水排放量比上年增加4.1%，工业二氧化硫排放量增加5.6%，工业烟尘排放量增加4.8%，城镇生活污水排放量增加5.5%，同时，全国环境污染治理投资为1909.8亿元，比上年增长17.4%，占当年GDP的1.4%，达到历史最高水 ①竞争市场供需曲线的交点确定了一个有帕累托效率的产量。在这点上，某人为多买一单位商品而愿意支付的价格和某人为多销售～单位商品必须得到的价格相等。496平。①这表明，我国环境污染形势十分严峻，亟需制定和完善相关的政策法律。 1.我国的排污收费制度 我国从1979年开始对污水、废渣、废气、噪音、放射等污染环境的行为，实行征收排污费的制度。从20多年的实践看，对防止污染、改善环境和强化环境管理发挥了积极作用。2003年7月1日开始实行的《排污费征收使用管理条例》更由规定“超标收费”改为规定“排放即收费，超标加倍收费”，这无疑是二个重大进步。但是，由于各种原因我国的排污收费制度仍然存在着很多弊端。 第一，排污收费在范围上的不足。 我国现行的排污费分为两类：一类是排污费，即排污就收费，在《水污染防治法》、《海洋环境保护法》等法律法规中作了规定;另一类是超标排污费，即只有当排放的污染物超过了规定的排放标准时才征收的排污费，在《噪声污染防治法》中作了规定。而这些法律、法规适用的范围并没有覆盖所有的污染环境的行为，如流动污染源、居民生活用水污染、城市生活垃圾、油井废气、印刷等均已成为重要的污染源，但没有相应的法律、法规规定对其征收排污费。 第二，排污收费标准偏低。 我国排污收费标准长期偏低，缺乏对企业治理污染的激励作用。目前的排污收费标准大大低于污染治理设施运转成本，使企业宁愿缴纳排污费、购买排污权也不愿花钱去治理。这种低标准的排污费可能成为某些地方招商引资的重要手段，这样就更加剧了我国本已日益严重的环境污染问题。 第三，排污收费缺少法律上的刚性。 收费不同于收税，其强制性较弱。排污收费的执行保障措施单一，不执行排污收费制度的，只能处以低额度的罚款，让严肃的执法行为失去了应有的强制力。同时，由于缺乏法律上的固定性，征收排污税市政府与企业签订某种交费协议，对征收资金管理不善，导致排污收费的软弱无力。 2.我国的排污权交易制度 1976年，美国环保协会首席经济学家丹尼尔J.杜丹德因利用排污权交易原理成功地解决了美国酸雨问题，而受到了美国政府的极高评价。自1986年，杜丹德一直致力于在中国建立基于总量控制的国家层面的排污权交易体系，并负责推广Envkonmental Defense(环境保护工程)项目。杜丹德与中国国家环保总局一起，在7个省市试点，建立和推行基于二氧化硫的排污权交易制度。目前，中国市场已经建立了10个排污权交易的试点。 到2003年底，我国二氧化硫排污权买卖已经有了不少成功的例子，其中比 ①国家环保总局：2004年中国环境公报》综述部分。较典型的是江苏省的异地二氧化硫排污权交易。苏州市太仓港环保发电有限公司由于其二氧化硫总量控制指标已没有余量，但其新建发电机组还需每年增加2000t的排放量，而下关发电厂排放二氧化硫比环保部门核定的排污总量指标少3000t，经过江苏省环保部门的努力和两家企业的几轮协商，这笔二氧化硫排污权交易终于签字成交。太仓港环保发电有限公司每年将从下关发电厂买回1700t的二氧化硫排污权，并以1 fr.Jkg的价格每年向下关发电厂支付170万元的交易费用。这是国家环保总局与美国环保协会合作的“四省三市”排污权交易试点项目取得的首例成功案例。 3.排污权交易失灵 排污权交易是世界上近二三十年以来的一项极有特色的环境政策改革。然而在现阶段中国现实条件下，对排污权交易发展前景不容盲目乐观。例如在上海市苏州河的治理过程中，美国专家不断推销他们的污染权交易制度，但试行下来效果不佳。正如杜丹德在一次采访中谈到的，“或许中国并不具备实施完整的排污权交易的市场环境”∞。 第一，我国市场经济发育不完善。 一方面，在市场化程度不高的经济中，科斯理论不能发挥作用，排污权交易必须依赖于市场机制，如果市场机制尚未完善就实施排污权交易，其效果必将受到限制;另一方面，健全的法律制度是开展排污权交易的一个重要的前提条件，我国有关排污权交易的政策和法律相当滞后，迄今还没有法律规定排污权交易计划，对于污染物总量控制没有制定可操作的鼓励性措施。 第二，排污权交易目的的偏差。 排污权交易本来的目的是通过环境容量资源的优化配置，实现低成本控制污染物排放，但是在市场不完善的环境下，提倡排污权交易的经济性容易导致企业不正常的交易动机，即花钱买排污权，然后提高生产效益而不是努力减少污染。而且还有可能产生许可证持有者的囤积、投机行为，进而产生行业或地区垄断。 第三，排污权交易并不符合可持续发展原则。 排污权交易可能完全符合市场规则，但是并不具有“持续性”。显而易见，如果已经存在对环境更有利的技术，却要买进新的排污权来实现生产目标，就会增加当地的污染物总量，这实际上是一种隐性的污染转嫁，导致买入方污染加重，居民生活质量的下降，明显不符合代内公平理念。 ①尝试用市场之手解决环保问题》，商务周刊》，2004年4月20日，第84页。 环境污染治理对策选择 1.对我国环境污染“费改税”的探讨 由于我国排污费制度中存在的问题，许多学者倾向于将征收排污费改为征收排污税。 第一，值得借鉴的国际经验。 在庇古之后，有一些学者对庇古的税收思想作了一些较符合实际操作的修改。如今，世界上好多国家都通过实践制定出了一系列适合本国情况的环境污染税收体系。其主要税种包括：(1)二氧化碳税，如英国、荷兰、挪威、瑞典、澳大利亚等国家。荷兰于1990年起开始征收二氧化碳排放税，根据燃料的含碳量征收，每吨煤征收2.6l盾，从1994年后，荷兰每年减少2%的二氧化碳排放量。(2)二氧化硫税，如瑞典、德国、日本、挪威、荷兰等国。(3)水污染税，征收比较突出的国家是荷兰和德国。在德国，自1981年起就全面征收水污染税，以废水的“污染单位”∞为基准，通过概算或个别计算的方式向排放废水者征税。(4)垃圾税，奥地利联邦政府于1989年起征收垃圾税，税额为每吨家用垃圾40--50先令，每吨特殊垃圾200～500先令。目前，征收垃圾税的国家还有英、美等国家。 第二，排污“费改税”的优势。 在税收实践中，环境污染税的征收既发挥了税收筹集资金(用于事后治污)的功能，又实现了调节与控制(用于事前防范)的功能，为此，有些学者把现代污染税称为双重效益型税收。税收能够提供比行政手段成本更低的且能达到环境政策目标的方式，通过减免征税等优惠政策，企业将受经济利益的牵动，自动强化对污染的治理。同时税收具有强制性、固定性、无偿性三大特征，通过国家立法的方式将排污费固定为排污税，比收费制度更具稳定性、可操作性、可靠性、透明性和预见性。 第三，征收排污税要注意的问题。 开征环境污染税的最终目的是减少和控制污染物的排放量，但是从直接目的来看应该是为筹集改善环境的财政收入，并将其投入环境治理中。这就要求我国的环境污染税必须达到一定的收入规模，以便于污染治理工作的有效开展。出于简化税制是我国现阶段税制改革的方向以及便于税收执法等因素的考虑，我国的环境污染税应该采取独立税种的形式，不同的污染项目就作为环境污染 ①一“污染单位”为每一居民一年的污染负荷。 499税的不同税目。这与目前的消费税有相似之处。环境污染税的纳税入应该选择遵循先企业单位后居民个人的顺序。对企业单位征收环境污染税，也就控制了环境污染的主要源头。待将来税制稳定运行之后，再将环境污染税的纳税人扩大到居民和个人，实现全面征收。在开征环境污染税的同时，必须取消一切不规范的污染费(环保费)收缴项目，以减轻企业的税费负担，从而促使污染税治理污染的效应最大化。 但亦有分析认为，征收排污税在理论上看的确有很大可行性，“但实际操作难度很大。排污费的征收技术性很强，对企业排放的各种污染物，需要大量专业技术人员亲临现场进行分析和计量。我国现行的纳税人自主申报、税务机关重点稽查‟的税收征管模式，并不能适应这种需要。排污企业容易为逃避税收而瞒报、少报污染物排放量，而税务机关事后稽查又很难取得可靠的凭据(如废气已经飘散、污水已经流走等)，从而形成大量的税收漏洞，给税法的规范性、严肃性造成负面影响”∞。 2.收税困难与综合运用 根据庇古的理论，收取排污税提高了排污企业的成本并引发企业对污染的替代行为。但是，对于企业的污染征收庇古税，关键是掌握准确的污染排放量，而污染排放量的正确计量取决于污染物本身的性质。比如，对于大型电力企业排放的二氧化硫可以用连续排放监视系统(Continuous Emissions Monitor，CEM)进行测量，碳类排放也可以用市场上售出的含碳化石燃料总量来准确有效地估计。然而，许多种类的污染是很难监测的，CEM系统对于小型企业和个体消费者来说则成本太高，其他形式的测控手段也许并不可靠。 假设某一企业生产一定产品S，市场价格为、P，x表示其同时产生污染物的数量。其成本函数由C(s，x)表示。同时，对其排放的每单位污染征收t的税金。能够使企业利润最大化的问题就是： maxpsc(s，工)一红 S.j 使企业利润最大化排的污收税收条件就是： 一ac(s，x)一f：0 血 如果确定知道x的值，t的值也很容易确定下来。 对于能够准确计量的污染物采取收税的方式，就可以有效地纠正由于生产外部效应所造成的效率损失。 ①见2005年8月26日财政部有关负责人答记者问。 如果不能知道x的值，直接针对污染物收税也就失去了效果。但是生产的 .外部性效应是无效率的，必须采取手段使其达到市场的有效性。那么，对于污染行为又可以有其他的方式。比如说，直接对于产品产量征税。对产量征税会提高消费者购买的价格，从而减少对该产品的生产和销售。那么企业利润最大化就变成了： maxpsc(s，X)一如 J.^ 使企业利润最大化的产量税收条件就是： p一了Ac(s，x)～仁0 或者是使外部效应内部化。如果甲企业的污染会使乙企业的成本增加，另～方面使本企业的成本减少(比如一条河流上游的钢铁厂和下游的养鱼场)，那么最简单的内部化方法就是将甲乙企业合并，新成立的企业为了使自己的利润达到最大化，会达到有效率的污染水平选择。这是引入新的产权制度来解决外部效应问题。 现实生活中，新的产权分配并不是那么容易达到，有时候还会引起大量的成本浪费。经济学分析的目标是公平与效率，但实际问题决不能仅仅从这两个方面来考虑。政府眼中的企业不仅仅是物质财富的创造者，还是社会就业机会的提供者、社会安定的组成部分，等等。“无效率”的政策会导致效用的损失，但这些副作用往往会由于经济以外的社会原因得到默认。如果一些“严格经济”的政策会威胁到企业的正常运转时，政府往往倾向于对环境目标作出让步。这种选择是理性的，而不是单纯出于执政者的偏好。这实际上是将企业未来盈利状况所限制的环保投资能力看作现有环保支出的机会成本，如果机会成本过高，那么现在进行的环保支出就成了一种杀鸡取卵的行为。 这就说明，环境政策的优劣并不完全等同于其是否有经济效率。好的环境政策需要根据污染物、污染企业和污染行为的实际情况，同时结合本国社会和市场的具体条件，采取多种方式、多种途径结合，建立起一套立体的治污模式。 3.实行“税费并行”制度 鉴于我国目前的政治经济文化状况，照搬西方的治污模式是行不通的，而我国现行的治污方式又存在诸多弊端，不能满足新形势下的治污需要。要建立有中国特色的治污模式，可以尝试实行污染“税费并行”制度。 第一，保留和改进排污收费制度。 收费具有灵活性、适度强制性和补偿性，由行政程序颁布，比较容易调整。要正确区分收费本身与收费过程中存在的问题，不能因现行收费制度存在严重 50l问题而全部否定收费制度。环境保护技术性很强，涉及排污收费的一些项目很多具有特殊性，不宜完全由税收来取代。要改革现行的排污收费制度，扩大收费范围，提高收费标准，增强收费的固定性、强制性和管理机制;同时保证“排.

汾河水污染治理对策论文范文第2篇

生态文明是指遵循人与社会、人与人、人与自然之间和谐共生、持续发展这一客观规律而取得的物质成果与精神成果的总和。随着社会经济的快速发展, 农村生态环境的破坏也在逐渐加剧, 这一现状不仅危及农村地区的发展, 甚至快速蔓延至广大的城市地区, 对全国的生态环境都造成了不小的影响。建设农村生态文明时当前求生存、谋发展的重要内容。党的十八大明确指出要将生态文明建设融入政治、经济、文化建设的全过程并要放在突出位置。搞好农村生态文明建设, 既有利于使农业自然资源得到科学利用, 增加农业产量, 缓解农产品供需间的矛盾, 也有利于有效促进农业的可持续发展, 确保农业安全和生态环境的健康发展。

2环境污染制约农村生态文明建设的具体表现

2.1 生产方式粗放, 农业生产污染严重

目前, 在我国广大农村地区, 科学的施肥、耕作机栽培方法还没有得到广泛的普及, 农业生产还是以粗放型为主, 大部分农民仍然以增加化肥、农药等物化技术的应用量来提高农作物的收成。不当的、过量的使用化肥、农药容易导致土壤中的N、P、K比例失调, 破坏团粒结构, 土地固化, 致使农田土壤的污染, 地力下降问题日益严重。同时对周边地区的空气质量和地下水源等也会造成不同程度的破坏。随着工农业自动化技术的发展, 柴油发动机成为当下农业机械的主要动力输出源, 由此产生的噪声污染、排放的废气成为污染乡村环境的有一大危害。同时工业发展排放的废气对灌溉水源造成的破坏也是相当严重的, 水源中含有大量的有害物质容易破坏农作物的生长和品质, 同时还会对居民的食品安全和饮用水安全造成威胁。

2.2 技术设备落后, 乡镇企业污染加剧

近几年, 我国乡镇企业得到了前足的发展, 但是在其带动地区经济发展的同时也使农村周围的环境受到不小的破坏, 生活污水和生活垃圾的产生量在逐渐增加, 但用于处理这些废物的基础设备十分欠缺, 长期堆放的生活垃圾在腐坏之后还会散发恶臭, 滋生蚊虫, 在占用土地, 破坏景观的同时会污染周边大气环境、水环境和人体的健康。

2.3 城乡二元格局, 污染转嫁矛盾明显

有些城市将难以处置的生活废弃物填埋或堆放在城市附近的郊区, 还有一些城市将污染严重的企业转迁到城市郊区或农村地区以实现污染转嫁, 除此之外还会以招商引资为由, 将高污染、高噪音、高烟尘、高能耗的企业设置在农村, 如此一来, 农村地区的生态环境就会被破坏, 而且农村的各种污染还会随着食物、大气、水等渠道蔓延到城市中去。

3 治理农村生态文明建设中环境污染问题的措施

3.1 强化农业从业者的环境保护意识

要通过各种渠道各种途径向农民进行环境保护、科学种地等方面的宣传教育, 提高农民对农业环境保护知识与技术的应用能力。从增强农民环境保护意识入手, 在帮助农民树立环境资源忧患观念的同时加强对《环保法》相关条例的科普教育, 强化农业管理, 推广新型绿色的农业技术。同时要改进工作方法, 加大对环境保护的投入力度, 建立环保机制, 将环保纳入日常的工作内容之中。

3.2 统筹城乡发展, 防止污染转嫁

要强化立法工作, 提高农村在环境基本法中的地位, 根据农村的实际情况对环境法律法规进行进一步的完善, 实现城乡环境立法一体化。要拓展环保融资渠道, 坚持工业反哺农业、城市支持农村的方针, 创新城乡一体化环保工作与投入机制, 形成个人、社会、政府等多元化投资机制, 切实加大环保投入, 防止污染转嫁。

3.3 依靠科技力量, 大力发展新型农业

改变农村粗放型的生产方式, 引导农民合理养殖, 科学种植, 建立完善的农业科技推广体系, 加大对农业生产的科技投入, 完善与普及相关技术设备, 带领农民走上新型农业化道路。推广配方施肥技术与污泥堆肥技术, 并研制能够延长肥效期、提高肥料养分利用率的新型生物有机无机复混肥, 以减少化肥浪费, 同时减少环境污染。发展生态农业、绿色农业、特色农业和环境友好型农业, 按照安全、生态、优质、高效的要求, 以循环经济理念为指导, 调整优化产业结构。

4 结语

我国是农业大国, 农村的发展关系到整个社会的进步。随着生产工业化的快速发展, 在经济水平得到提高的同时, 农村的环境却遭遇到了严重的污染。社会主义新农村建设的顺利与否在很大程度上取决于农村生态文明建设的好坏。只有认清我国当前农村生态建设中存在的污染问题, 并采取积极的应对措施, 大力发展绿色农业, 生态农业, 加大对农村环境污染的治理与防治措施, 才能促进社会主义核心新农村的建设, 才能推进农村生态文明建设的顺利进行。

摘要：随着我国社会经济的发展和人民生活水平的提高, 环境污染和生态破坏问题也日益突出。我国是农业大国, 农村生态问题不仅影响着农村地区的生产生活, 还会对城市的生态环境造成影响, 因此建设农村生态文明成为当下我国可持续发展战略中的重要组成部分。本文分析了我国当前农村生态建设中存在的污染问题, 并对相关治理对策提出了几点看法。

关键词：社会主义新农村,工业污染,生态建设,农村环境

参考文献

[1] 赵保华.生态农业:农村生态文明建设的着力点[J].群众, 2011 (02) .

[2] 靳乐山.环境污染的国际转移与城乡转移[J].中国环境科学, 2011 (04)

[3] 胡久生, 邢晓燕, 汪权方, 胡洋.湖北农村环境污染治理现状与对策研究[J].现代农业科技, 2010 (22) .

汾河水污染治理对策论文范文第3篇

摘 要： 利用SBM-DEA模型测度了006-015年长江经济带38个环保重点城市的水污染治理效率，并进一步构建obit模型验证产业结构优化、区域政策协同对水污染治理效率的影响。实证结果显示：不同城市水污染治理效率差异较大，其变动趋势呈现出多样化特征;水污染治理效率水平由高至低依次为下、上、中游地区;产业结构优化有利于水污染治理效率的提升，政策协同尚未水污染治理效率的提升产生显著影响。

关键词： 产业结构优化 区域政策协同 水污染治理效率 DEA-obit模型

一、引言

长江经济带作为我国综合实力最强、战略支撑作用最大的区域之一，凭借其得天独厚的区位优势，吸引了许多工业企业在此落地生根，促进了长江经济带的产业集聚和经济快速增长。但快速经济增长和工业化与城镇化背后的资源环境问题日益凸显，尤其是水环境污染问题，018年长江流域废水、化学需氧量、氨氮排放量分别占全国的43%、37%、43%，废污水排放总量为344 1亿吨。由于缺乏有效的监管，大量未经处理的工业废水和生活污水被直接排入长江，长江水环境承载能力已逼近极限。流域生态功能退化严重、沿江产业发展惯性较大、污染物排放基数大、生态环境协同治理较弱等问题相互交织，制约了长江经济带的可持续发展，水污染治理迫在眉睫。由于水污染具有流动性和跨域性，地方政府在水环境治理上存在“搭便车心理，未能有效执行中央政府制定的环境政策，导致了水污染治理的低效率[3]，太湖蓝藻事件的爆发和长江流域环境污染事件频发使地方政府“碎片化的治理模式失效，跨域协同治理逐渐成为水环境治理的必然选择。017年环境保护部等三部联合发布了《长江经济带生态环境保护规划》，文中明确提出要健全生态环境协同保护机制，加强对高耗水、高污染、高排放工业项目新增产能的协同控制。因此，在协同治理的视角下优化沿江产业特别是重化工产业结构，引导产业向高端发展，从源头上减少污染物排放，是解决化工围江、提高水污染治理效率的重要途径。

从现有文献来看，关于水污染治理效率的研究已经取得了一系列研究成果，关于水污染治理效率与政策协同的研究主要集中于协同治理模式与府际关系以及政策实施效果的评估[5]-[11]，但多以定性分析为主;而当前关于产业结构与水污染治理的研究则多停留在本地政府自治情境下，对本地产业结构调整以及水污染治理效率进行分析。由于水污染治理具有流动性和跨域性的特点，仅仅依靠一个地方政府无法解决流域水污染的问题，需要地方政府间的生态协作），因此在分析产业结构优化对水污染治理效率作用的同时应考虑跨区域协同治理强度的影响，在区域协调治理的情景下进行建模分析。本文选取长江经济带地区38个环保重点城市006-015年面板数据，将作为水污染主主要来源的工业废水和生活污水同时纳入DEA模型评价来分析各重点城市的水污染治理效率，并在水污染区域协同治理的背景下，进一步建立面板obit模型，将产业结构优化、政策协同强度作为解释变量分析其与水污染治理效率的影响关系。该研究可能的边际贡献包括：一是从城市层面分析了水污染治理效率，收集了006-年至015年工业废水和生活污水治理数据，从全局角度分析了长江经济带水污染治理效率现状;二是将政策协同强度、产业结构优化同时纳入分析框架，构建更加符合水污染流动性和溢出性特点的计量模型，验证其与水污染治理效率的影响关系。

二、长江经济带水污染治理效率测度

（一）测度方法及指标选取

文章运用带有非期望产出的SBM模型对长江经济带006年至015年38个环境保护重点城市的水污染治理效率进行测度。首先选取废水治理设施数、污水处理厂数作为水污染治理固定资产投入的表征指标、选取废、污水处理设施运行费用作为水污染治理中人力物力投入的代理指标，其包括了人员工资及治理的相关费用。考虑到废污水中主要污染物为化学需氧量（COD）和氨氮（AN），因此本文在总结和参考相关研究的基础上，采用COD和AN的年度数据作为水污染指标来衡量河水污染治理的效率。由于各城市水污染物排放量存在较大差距、起点不一，单独选取水污染物的去除量作为产出指标可能会导致估计效率存在偏误，因此选取COD去除量、AN去除量作为期望产出，COD排放量、AN排放量作为非期望产出，其中COD、AN去除量和排放量均由工業废水和城镇污水的COD、AN去除量及排放量加总得到。相关统计数据来源于《中国环境年鉴》、《中国城市统计年鉴》、各省市统计年鉴、北大法宝数据库、政府部门网站等，部分缺失数据采用线性插值法进行补全，个别数据明显错误根据相近年份的数据予以矫正。

由于005年中央政府制定的十一五规划指出，006年中国开始实施污染物总量控制的减排政策，并强化了地方政府的目标责任制，而废污水治理设施运行费用指标《中国环境年鉴》只统计到015年，基于此，设置数据采集时间为006-015年。

（二）测度结果与分析

本文应用DEA Slover Pro5 0软件对长江经济带38个重点城市水污染治理效率进行测算，测算结果如表1所示。可以看出，长江经济带地区水污染治理效率平均值为0 58，效率较低。从时间维度看，污染治理效率随时间波动的规律呈现出多样化的趋势，南京、绵阳、温州等城市的治理效率变动趋势呈现出倒U型特征，杭州、宁波、绍兴、攀枝花等城市治理效率较高且较为平稳，没有太大波动，而九江、南通、宜昌、成都等城市治理效率相对较低。此外，从表1中可以看出很多城市水污染治理效率达到DEA有效状态后并没有继续保持良好态势，在下一年度变为DEA非有效状态，水污染治理效率结果显示出治理效率变动的复杂规律。

从区域维度来看，长江下游地区平均治理效率最高，上游次之，中游最后。究其原因在于：就下游区域而言，在中央鼓励和地方联控下，纷纷转变传统产业发展模式以及探寻清洁化、绿色化增长道路，水污染物排放减少，并且由于下游地区对于水污染治理资金和设备的投入较多，从而使得水污染治理效率相对较高。就中游地区而言，近十年来，浙江、江苏、上海等东部省份开始产业升级，大量高能耗高污染产业向中西部地区转移，由于技术优势，中游地区是承接上游地区产业转移的主力军，聚集了许多高能耗、高污染产业，从而导致水污染排放量巨大，而水污染治理设施和资金投入不足和利用效率不高导致污染治理效率低下，但张家界水污染治理效率达到DEA有效状态的可能的原因在于其GDP增长主要以第三产业为主，工业化水平较低。就上游地区而言，污染治理效率不高的原因可能是由于上游城市发展水平较低，污染密集产业结构固化，加之地区生态环境脆弱，经济增长与环境治理目标很难协调统一，导致水污染治理效率较低。

三、产业结构优化、区域政策协同对水污染治理效率影响研究

（一）模型设定和变量选择

由于水污染治理效率值处于0到1之间，为受限因变量，采用随机obit模型分析产业结构优化和区域政策协同对于水污染治理效率的影响;其中产业结构优化本文从业结构高度化和产业结构合理化两个维度来进行衡量。具体模型设置如下所示：

effit=β0+β1OISit+βRISit+β3POLICYit+βncontrolit+μi+eit[JY]（1）

其中，i表示城市，t表示年份，eff为被解释变量水污染治理效率，OIS、RIS、POLICY为主要解释变量，分别表示产业结构高度化、产业结构合理化和政策协同强度，经济发展水平、外商投资、科技水平、人口密度和财政分权作为控制变量对模型进行回归分析。具体解释变量定义如下：

产业结构高度化。产业结构高度化反映了不同产业间产值比重的变动，意味着产业结构由低层次向高层次结构不断演进。本文借鉴干春晖等（011）的处理方法，侧重于考虑第三产业在区域经济结构中的重要性，采用第三产业与第二产业之比来衡量。

产业结构合理化。产业结构合理化是产业之间协调程度和资源有效利用程度的反映，考察的是资源能否在产业间实现合理配置和有效利用。本文借鉴傅元海等（014）、干春晖等（011），采用泰尔指数反映产业结构的合理性，计算公式为：

其中，Y为产值，L为就业人数，Y/L表示生产率水平，i表示第i产业，n为产业部门数。RIS是一个逆向指标，RIS越小则表示产业结构合理化程度越高。

政策協同强度。本文首先以“水污染为关键词按年份对全国及地方人大、国务院及其直属机构、9省市地方政府及其职能部门所颁布的有关水污染治理的政策进行检索，并进一步对检索到的政策文件进行筛选和整理，最终获得与水污染治理高度相关的联合发布政策文件15件，其中中央层面文件37件，地方政府文件88件。然后参考孙静等（019）的做法，从部门协同角度对整理得到的联合发布政策文件进行协同度测量。最后借鉴彭纪生等（008）和孙静等（019）对政策量化的思路，从政策力度和政策联合发文机构数两个维度进行测量，计算公式如下：

其中政策力度主要参考彭纪生等（008）技术创新政策量化标准、张国兴等（018）节能减排政策量化标准以及孙静等（019）大气污染治理政策量化标准，并根据政策类型和政策颁布机构的级别，以专家评分法对政策力度大小进行赋值（见表）。参与协同度计算的政策范围为：政策发文单位、接收单位或政策文件中涉及长江经济带地区水污染协同治。由于38个环保重点城市中存在直辖市和地级市两种行政单位，在设置地级市的协同政策个数时，除非政策文件中有特别说明，否则默认省级协同政策适用于省内各地级市。

控制变量。（1）经济发展水平。本文以城市人均GDP作为衡量经济发展水平的指标考察其对于水污染治理效率的影响。（）人口密度。人口密度越高的地区、企业、公共服务等聚集程度越高、生活用水量也更大，因此水污染排放也更为严重。（3）外商直接投资。利用各城市当年实际使用的外资金额表示。（4）科技水平。利用地方财政一般预算内科学技术支出占地方财政一般预算内支出的比重表示。（5）环境规制。基于污染物排放量构建指数衡量各地级市的环境规制程度。（6）财政分权。利用地方财政预算内收入与地区生产总值之比表征。为降低波动并消除异方差，对部分数据进行了对数化处理，模型变量描述统计结果如表3所示。

（二）估计结果与分析

面板obit模型的输出结果如表4所示，其中模型1展示的是将产业结构优化指标添加控制变量后的计量模型，模型则在模型1的基础上加入了政策协同强度指标，进一步验证模型的测算结果。

从表4中obit模型输出结果可以看出：

产业结构高度化与水污染治理效率的回归系数为正，在模型1和模型中均通过了1%的显著性检验。产业结构合理化与水污染治理效率的回归系数为负，且均通过了10%的显著性检验。说明长江经济带地区产业结构优化升级对水污染治理效率提升存在正向作用，产业结构“源头控污效应明显。一方面，随着长江经济带地区发展重心逐渐向第三产业转移以及对严重污染企业整改力度的加大，高能耗、高污染工业在经济总量中的比重逐渐下降，从而减少了能源消耗和污染物排放，提升了水污染治理效率;另一方面，长江经济带地区产业在由低端化向高端化发展的过程中，社会资源得到再配置，产业结构也从相对不合理向相对合理调整，资源利用效率得到提升，资源消耗相对减少，水污染治理效率提高。

政策协同强度与水污染治理效率的回归系数在模型中的回归系数为负且未通过假设检验，意味着政策协同度对水污染治理效率没有显著性影响。可能是由于长江经济带地区尚未形成水污染多主体协作的有效格局，水污染治理目前还是以属地自治为主，协同治理模式尚未形成;且由于水污染的流动性和跨界性，水污染治理收益由长江经济带地区共享，因此在水环境治理上的“搭便车心理使得流域政府在合作解决水污染问题的博弈中选择不合作，协同治理政策的执行力度不足。

经济发展水平与水污染治理效率的回归系数为正，且在个模型中均显著，说明经济发展水平的提高有利于提高水污染治理效率。可能是由于随着经济发展水平的提高，经济发展方式逐渐由粗放式增长转变为绿色增长，长江经济带地区也越来越重视扶持发展各种节能环保产业，推动了环保产业的快速发展和逐渐壮大，从而提高了污染治理资金和设施的配置效率。

科技进步对于城市绿色创新效率的系数为负，且在10%的水平上显著。说明虽然科技进步有助于提高绿色产出，但长江经济带地区科技进步转化为经济价值过的效益仍然较低，即技术的市场化水平低，导致科技能力并未在绿色产出上发挥全部作用，从而没有对水污染治理效率起到促进作用。

环境规制水平与水污染治理效率的回归系数为负，但未通过显著性检验，可能是由于目前各地区环境规制力度不够，没有达到应有的环境保护效果。

外商直接投资与水污染治理效率的回归系数为负，说明长江经济带地区外商直接投资的增加不利于水污染治理效率的提高，可能是由于地方政府为了吸引更多的外资流入，而放松环境规制的标准，更多地从事“肮脏行业的生产，降低了水污染治理效率。

人口密度、财政分权在两个模型中均未通过显著性检验，对长江经济带地区水污染治理效率没有显著影响。

四、结论及建议

本文利用SBM-DEA模型研究了006-015年长江经济带38个环保重点城市的水污染治理效率，并利用obit模型分析了产业结构优化和区域内部政策协同对水污染治理效率的影响，主要研究结论如下：

第一，长江经济带地区城市水污染治理效率普遍较低。不同城市间水污染治理效率存在显著差异，长江经济带水污染治理效率由高至低依次为下、上、中游地区，长江下游地区由于转变发展模式和注重水污染治理使得水污染治理取得了相对较好的成效，其他区域则由于污染排放过量、产业结构固化等原因与效率前沿面存在一定距离，在效率提升上仍有较大的改善空间。为进一步提升长江经济带水污染治理效率，下游地区应提升水污染治理资金和设备的使用效率，减少水污染治理投资的冗余，中上游地区则需进一步加强对水污染治理资金、基础设施、技术、人才等方面的投入，推广及普及水污染污染治理的关键、适用技术和成果，实现生产和产出過程的清洁化与绿色化。

第二，产业结构优化提高了水资源利用效率、实现了污染排放的源头治理。一方面产业结构高度化使工业产业的规模相对第三产业有所萎缩，减少了工业污染排放;另一方面，产业结构合理化能够通过资源利用效率的提升促进水污染治理效率。但由于现阶段长江经济带地区总体产业发展层次仍然较低，传统落后产能体量大、新旧交替产能替换动能不足仍是阻碍长江经济带高质量发展和水污染治理效率提升的瓶颈，因此在今后一个时期内仍需大力优化产业结构，破除旧动能、培育新动能，致力于“结构减排和“经社控污，将产业结构调整与现代技术的应用有效地结合起来，实施水污染综合治理，从总量上减排控污、从源头上治理污染、从根本上保护水资源和生态环境。

第三，政策协同尚未对水污染治理效率产生显著的促进作用，水污染治理仍处于地方政府区域自治状态。造成这一结果的主要原因是污染的负外部性和各方利益冲突则使各行政区之间难以达成协同治理。因此，在协同治理实施的过程中，首先应加强现有水污染治理机构的权威性，理顺地方政府之间的权责关系，构建跨域水环境协同治理的体制和机制，实现由破碎性向整体性、对抗性向合作性治理转变，统筹推进水污染协同治理。其次应完善长江流域水污染治理综合性立法、从立法上改革长江流域管理体制，为解决长江经济带水环境问题提供法律保障。最后要充分发挥河长制平台，建立流域生态补偿机制，制定合理的补偿标准用金于补偿经济行为的外部性，平衡地方政府间的利益关系，促使地方政府由对抗性治理向合作性治理的转变。

参考文献：

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[11]彭纪生，仲为国，孙文祥 政策测量、政策协同演变与经济绩效：基于创新政策的实证研究[J].管理世界，008（09）.

（本文系湖北省区域创新能力监测与分析软科学基地开放基金项目（BQY019z09）阶段性成果）

（李金滟、毛宇宇（通讯作者），中国地质大学经济管理学院）

汾河水污染治理对策论文范文第4篇

摘要：环境咨询业发展是发挥第三方专业优势，积极利用市场资源推动环保事业发展的重要举措。本文在分析了环境咨询业发展现状基础上，从环境咨询业发展的内外部驱动力角度提出了推动环境咨询业发展的对策，对推动环境咨询业发展具有积极的现实意义。

关键词：环境咨询;环境服务;驱动力

DOI：10.16647/j.cnki.cn15-1369/X.2019.08.119

Driving force analysis and countermeasure research of environmental consulting industry development

Liang Guotong

（Hu’nan Huiheng Environmental Protection Technology Development Co.， Ltd. Guangdong Branch， Qingyuan Guangdong 511000，China）

《“十三五”生態环境保护规划》提出，要大力发展环境服务业，推动环保产业发展。环境咨询业属劳动密集型产业，作为环境服务的重要组成部分，为企事业单位生产及社会活动提供环境技术咨询、环境审核咨询以及环境管理体系审核咨询等方面发挥着重要作用。环境咨询业发展是发挥第三方专业优势，积极利用市场资源推动环保事业发展的重要举措。

1 环境咨询业概述

1.1 概念

环境咨询业，是运用环境监测、环评等多学科专业知识、经验，以及现代科学技术和管理方法，为政府及企事业单位提供环保项目咨询、研究和信息服务的智力型服务行业。关贸总协定将环境咨询业定义为：通过服务收费方式获得收入，并对环境发展有益的活动。

1.2 分类

根据服务对象的不同，环境咨询服务包括两大类：一是为政府及相关部门提供环境咨询服务。如：环境保护规划、污染防控规划，环境质量目标，以及环境质量标准的制定等等。二是为企事业单位提供环境咨询服务，为企事业单位生产提供环评、环境监测、环境规划以及污染物防治等方面提供专业咨询服务，协助解决企事业生产发展环节所面临的环节问题。

1.3 内容

环境咨询业服务的内容主要有：（1）环境技术研究。主要是提供污染防控、环境监测设备及仪器研究、开发咨询，环境污染防控技术和设备商业化生产咨询服务等。（2）环保工程咨询。为建设项目提供与环境及生态环保相关的环保规划、项目建议书编制以及可行性研究报告编制等咨询服务。（3）环境评估咨询。主要是提供环境风险评估、清洁生产审核、环境审核、产品生命周期分析以及技术环境影像评估等。（4）其他。环境咨询服务还包括提供环境影响评价、环境监测、分析，环境工程设计、设备安装调试、环保设施的实际运行和维护，以及环境信息网站建立、环境宣传物制作等环境信息服务等等。

2 环境咨询业发展现状

2.1 规模持续增长

我国环境服务业发展持续稳中有升，行业发展规模持续扩大。2000年，在环境相关产业报告中首次提出“环境咨询服务”概念。经过10余年的发展，截至2017年底，我国环境服务业从业法人单位6438家，较上一年增长3.2%，且呈现出东部高于西部、经济发达地区高于欠发达地区特点，广东、浙江、江苏、北京和重庆五地贡献了全国环境服务业年收入的57%。从事环境服务业的人数达41.1万人，较2016年增长了5.7%。环境服务业的年收入为3139.6亿元，较2016年增长17.9%。总体表现为环境服务业规模不断扩大，收入快速增长之势。

2.2 主体规模较小

近年来，受政府政策的支持和鼓励、环境市场的日臻完善，以及PPP项目推动等因素的影响，环保服务业行业主体数量呈现大幅增长态势。其中，营业收入在4亿元以上的大型企业为121家，占2.3%，营业收入在300万元以上2000万元以下的小型企业和营业收入在300万元以下的微型企业分别占38.4%和37.4%。可见，我国的环境咨询服务业的规模依然以小微型经济单位为主体。

2.3 服务领域广泛

环境服务的领域包括环境保护监测、生态监测、自然保护区管理、水污染治理、大气污染防治、固体废物治理和危险废物治理等领域。其中，水污染治理、大气污染治理、固废治理、危废治理及环境保护监测五个领域的营收增长率及利润率均呈现出较大幅度增长态势。如，水污染治理营收达767.4亿元，增长25.1%，营业利润率为11.7%。

3 环境咨询业发展驱动力

驱动环境咨询业发展的动力分为内部和外部，其中，外部驱动力主要来自政府的引导和市场的促进，而内部则是来源于从事环境咨询业自身发展的客观人才储备、技术创新能力和产业规模结构等。

3.1 外部驱动力：政府引导和市场促进

环境服务业作为环保产业的重要组成部分，具有显著的环保产业特性，即正外部性和社会公益性，这一特性要求推动环境咨询发展离不开政府的积极引导，如，法律法规、财政税收等，规范和引导环境咨询业的健康发展。此外，环境咨询业作为社会主义市场经济条件下的服务业类型之一，充分且必要的市场竞争又能夠有力促进环境咨询业的快速发展，发挥市场在资源配置中的决定性作用，优胜劣汰，开放、公平、竞争的市场环境又是环境咨询业发展必要的外部促进力。

3.2 内部驱动力：环境咨询业自身发展

事物的发展根本还是在于其内因发挥着作用。环境咨询业的发展归根结底还是需要从事环境咨询业发展的企业自身的推动。环境咨询业作为一个知识型、技术型较为密集的行业，从事环境咨询业的企业需要加大技术人才储备，持续创新技术应用，不断扩大产业规模，拓展产业领域，提升自身的市场竞争力。

4 驱动力视角下环境咨询业发展对策

从行业驱动力分析来看，环境咨询业发展离不开政府的大力支持以及从事环境咨询业企业自身的努力。

4.1 加大环境咨询业扶持力度

环境咨询主管部门以及政府相关职能部门应从税收、财政等方面给予从事环境咨询业支持。一方面，应严格落实各项环保方面的各项优惠政策，各地结合自身经济社会发展、环境咨询业发展现状，进一步做好优惠政策的配套支持，推动各项扶持政策支持的“落地”。建立环境咨询业企业库，积极推进环境咨询业项目常态化推介机制。另一方面，环境行政主管部门应进一步完善环保及环境咨询领域的法律法规和相关的标准、规范体系，出台环境咨询业管理规定，进一步规范环境咨询类型、甲乙双方的权责利，以及监管、付费等，使环境咨询企业提供服务、收取费用于法有据、于章可循。

4.2 提升企业技术自主创新能力

从事环境咨询服务的企业应加大专业人才的引进力度，以及技术研发的投入力度，高度重视环境咨询领域的技术创新、研发，调整环境咨询产业规模及结构，不断提升自身的咨询专业化能力和水平。通过建立企业技术中心、重点实验室等，积极与高校、科研院所等合作，注重新技术的掌握，为甲方提供先进的技术咨询服务。

4.3 把握环境咨询业发展方向

环境咨询业作为服务业，涵盖了咨询、工程、装备制造及关联投资等产业单元，在环境咨询的产业环节上的价值链延申较广泛。因此，从事环境咨询业的企业应有敏锐的市场洞察力和行业发展的前瞻性，大力开展环境综合咨询服务，为环境咨询服务产业链中的关联行业提供服务。利用“一带一路”，积极拓展海外市场等，为企业走出去提供环境咨询服务。

参考文献

[1]朱源，姚荣.环境咨询服务业需求释放，供给端须优化[J].环境经济，2018（9）：68-71.

[2]王维东.目前环境咨询业存在的问题及建议[J].低碳世界，2017（8）：25-26.

[3]刘闻吉，刘京沂.中国与国际环境咨询服务业的发展现状及趋势[J].绿叶，2017（12）：31-38.

[4]何博.浅论我国环境咨询服务业的发展现状及趋势[J].中小企业管理与科技，2016（36）：115-116.

收稿日期：2019-05-20

作者简介：梁国通（1986-），男，汉族，本科，环境保护中级工程师，研究方向为环境影响评价、环保验收、环保工程研究。

汾河水污染治理对策论文范文第5篇

基金项目:“十二五”国家科技支撑课题（2013BAD21B03）；水利部公益性行业科研专项经费项目（201301001）；江苏省水利科技项目（2012016）

作者简介:颜志俊（1962），男，江苏丹阳人，教授级高级工程师，主要从事水资源水环境研究工作，Email:zjyan@nhri.cnDOI：10.13476/j.cnki.nsbdqk.2014.04.010

摘要：江苏段是南水北调东线的源头和调水干线，水污染治理工作极为关键。在评估东线江苏段102个治污工程项目的污染物削减和输水水质改善效果的基础上，通过对未来治污重点行业和重点区域主要污染物结构特征的分析，得出今后东线江苏段沿线深化治污的重点行业为养殖业、农村生活、城镇生活、农田种植和工业企业等，治污重点区域为徐州、淮安和扬州等，并提出了对应的深化治污措施，为保障东线江苏段在正式通水前全面实现水质持续稳定达标和输水安全提供依据。

关键词：南水北调；东线江苏段；结构性污染；水污染控制

Key Direction and Measures of Further Pollution Treatment in

Jiangsu Section of Eastern Route of the SouthtoNorth Water Diversion Project

YAN Zhijun1,ZHANG Mingyue1,PANG Yong2,ZHANG Shulin3,

WANG Yishu2,CHEN Hongwei3,ZHANG Peng2,WANG Huirong1

（1.State Key Laboratory of Hydrology and Water Resources and Hydraulic

Engineering Science,Nanjing Hydraulic Research Institute,Nanjing 210029,China;

2.Hohai University,Nanjing 210098,China;3.Construction Leading Group Office of

SouthtoNorth Water Diversion Project in Jiangsu Province,Nanjing 210029,China）

Key words:SouthtoNorth Water Diversion;jiangsu section of eastern route;structural pollution;water pollution control

目前，南水北调东线江苏段治污工程的102个项目已基本完成，输水干线控制断面水质基本达标。随着东线江苏段周边地区经济社会的快速发展和城市化进程的大力推进，主要污染物来源已经由原来点源逐步转变成为点源和面源并重，呈现结构性污染的复杂特征［1］。本文研究在分析东线江苏段的实施手段和治污效果的基础上，探讨了东线江苏段水污染深化治理的重点方向和针对性措施，有助于进一步深化开展治污工作，确保输水干线水质持续稳定达标。

1东线江苏段治污工程与效果

1.1东线江苏段治污工程

根据《南水北调东线工程江苏段控制单元治污实施方案》（2005年），南水北调东线江苏段水污染治理，实施 “治理、截污、导流、回用、整治”的一体化综合治污，实现工程治污与生态建设的有机结合，确保东线江苏段输水干线清水廊道的建设［2］［3］。

目前，东线江苏段已完成治污工程项目102项，实际总投资70.24亿元。其中工业结构调整项目16项，工业综合治理项目49项，城镇污水处理及再生利用项目26项，流域综合整治项目6项，截污导流项目5项［4］。各类工程基本概况见表1。

表1东线江苏段治污项目投资与污染物削减量

Table 1Investment in pollution control projects and reduction

of pollutants in Jiangsu section of Eastern Route

序

号项目分类数量实际

投资

/万元投资

比例

（%）污染物削

减量/t污染物削减

贡献率（%）COD氨氮COD氨氮1工业结构调整161.982.834 7701063.40.92工业综合治理4911.5116.3812 3084578.83.93城镇污水处理

及再生利用2637.5353.4276 3008 50054.873.04流域综合整治63.815.4212 2481558.81.35截污导流515.4221.9533 5342 42024.120.8合计10270.24100.0139 16011 638100.0100.0由表1可知，治污工程项目102项中，城镇污水处理及再生利用项目投资比例最大，为53.42%；其次是截污导流工程项目投资比例为21.95%；工业综合治理项目投资比例为16.38%；流域综合整治项目投资比例为5.42%；工业结构调整项目投资比例为2.83%。

1.2东线江苏段治污效果

1.2.1污染物削减效果

南水北调东线江苏段各类治污项目实施后的污染物（考核指标为COD、氨氮）削减量与贡献率，见表1。由表1可知，治污工程项目102项，COD、氨氮分别削减1392万t和116万t。其中城镇污水处理及再生利用项目治污贡献率最大，COD、氨氮分别为548%和730%；其次是截污导流项目治污贡献率，COD、氨氮分别为241%和208%。可以看出，东线江苏段实施 “治、截、导、用、整”的一体化综合治污，为全面提升输水水质、稳定达标提供了支撑。

1.2.2输水水质改善效果

按照《南水北调东线治污规划》（2001年）［5］和《南水北调东线控制单元治污实施方案》（2005年）要求，南水北调东线江苏段14个考核控制断面，一期工程输水干线水质必须稳定达到地表水Ⅲ类水质。

根据2004年-2012年东线江苏段14个控制断面的6个水质考核指标（溶解氧、高锰酸盐指数、氨氮、五日生化需氧量、石油类和挥发酚）的年均值浓度［6］，与《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）的Ⅲ类水质标准值比较分析，可以确定东线江苏段14个控制断面的水质类别，见表2和图1，可以发现：2004年以来，南水北调东线江苏段14个考核控制断面水质逐年改善，综合达标率逐年提高；Ⅳ类、Ⅴ类水质所占的比例逐年下降。2004年-2009年期间，水质达标率由最初38.5%上升到85.7%，2010年-2012年期间水质达标表22004年-2012年东线江苏段控制断面水质类别与达标率

Table 2Water quality and compliance rate of control section in Jiangsu section of Eastern Route from 2004-2012

序号河流控制断面2004年2005年2006年2007年2008年2009年2010年2011年2012年1复兴河沙庄桥ⅣⅣⅢⅣⅤⅣⅢⅢⅢ2沛沿河李集桥ⅤⅤⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢ3不牢河蔺家坝ⅣⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢ4房亭河单集闸ⅤⅤⅢⅢⅣⅢⅢⅢⅢ5中运河张楼ⅢⅢⅢⅣⅢⅢⅢⅡⅢ6徐沙河沙集西闸ⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢ7老汴河临淮乡ⅣⅣⅣⅢⅢⅢⅢⅢⅢ8中运河马陵翻水站ⅣⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢ9入江水道塔集ⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢⅢ10淮河老山乡ⅢⅢⅣⅢⅢⅡⅡⅢⅢ11中运河五叉河口ⅣⅣⅣⅢⅢⅢⅢⅢⅢ12新通扬运河江都西闸ⅡⅡⅡⅡⅡⅡⅡⅡⅡ13北澄子河三垛西大桥ⅣⅢⅣⅣⅣⅣⅢⅢⅢ14新通扬运河泰西/ⅢⅢⅢⅢⅡⅡⅡⅡ断面水质达标率（%）38.564.3 71.4 78.6 78.6 85.7 100.0 100.0 100图12004年-2012年东线江苏段控制断面水质类别比例变化

Fig.1Proportional variation of water quality typeof the control

sections in Jiangsu section of Eastern Route from 2004-2012

率稳定在100%；2004年-2005年，Ⅳ类、Ⅴ类水体比例从60%以上迅速减小到36%，2010年-2012年水质全部达到Ⅲ类水要求。

2东线江苏段深化治污重点方向

虽然南水北调东线江苏段污染治理取得了很大成效，水质得到根本改善，2013试通水时输水干线水质达到目标要求，但是部分控制断面在有些时段（月、旬）污染物指标仍然存在超标的情况，需要针对治污的重点行业、重点区域进行研究，深化治污，将治污工作提高到新的高度，保障输水干线持续稳定（全断面、全时段）达标。

2.1东线江苏段沿线各行业COD和氨氮入河量结

构特征《南水北调东线江苏段水质达标综合技术研究》［7］在2013年 建立了东线江苏段污染源排排放与水质响应关系的水环境容量模型，对沿线区域所有污染源概化了27个排污口，采用实测资料对模型参数进行了率定，计算了沿线区域各水环境功能区的纳污能力和输水干线的COD和氨氮入河量见表3、表4，结果显示2013年东线江苏段输水干线COD入河总量为55 890 t，氨氮入河总量为4 588.4 t，其中：表32013年东线江苏段输水沿线各行业COD和氨氮入河量

Table 3COD and ammonia nitrogen into river from various industries in Jiangsu section of Eastern Route in 2013

污染物城镇生活农村生活工业企业农田种植养殖径流集中垃圾合计COD氨氮入河量/t4 744.612 788.25 759.58 309.221 777.42 228.6282.555 890.0比例（%）8.4922.8810.3114.8738.963.990.51100.0入河量/t719.31202.5470.51205.4769.4194.427.04 588.4比例（%）15.6826.2110.2526.2716.774.240.59100.0COD入河量中，养殖业贡献量最大，为2.18万t，占389%；其次是农村生活，为128万t，占229%；其后依次为农田种植、工业、城镇生活、径流和垃圾的入河贡献量，分别为083万t（149%）、058万t（103%）、047万t（85%）、025万t（45%）。

氨氮入河量中，农田种植和农村生活贡献量均很大，分别为12054 t（263%）、 12025 t（262%），其后依次是养殖业、城镇生活、工业、径流和垃圾的贡献量，分别为7694 t（168%）、7193 t（157%）、4705 t（102%）、2214 t（48%）。

上述结果反映了随着东线江苏段治污工程的实施，工业企业等点源污染得到了有效控制，未来污染治理的重点方向为养殖业、农村生活、城镇生活和农田种植等。

2.2东线江苏段沿线区域COD和氨氮入河量分布

特征由表4可见，2013年东线江苏段沿线各区域COD入河总量为55 890 t，氨氮入河总量为4 588.4 t，可以看出如下结果。表42013年东线江苏段输水沿线区域COD和氨氮入河量

Table 4COD and ammonia nitrogen into river from

various areas in Jiangsu section of Eastern Route in 2013

污染物徐州宿迁淮安扬州泰州合计COD氨氮入河量/t21 257.77 343.612 597.011 716.12 975.755 890.0比例(%)38.0313.1422.5420.965.32100.0入河量/t1 436.8562.71 157.21047.1384.64 588.4比例(%)31.3112.2625.2222.828.38100.0在COD入河量中，徐州贡献量最大（2.13万t，占380%），其后依次是淮安（126万t，占225%）、扬州（117万t，占210%）、宿迁（073万t，占131%）、泰州（03万t，占53%）。

在氨氮入河量中，徐州贡献量最大（1 4368 t，占303%），其后依次是淮安（1 1572 t，占252%）、扬州（1 0471 t，占228%）、宿迁（5627 t，占123%）、泰州（3846 t，占84%）。

说明随着东线江苏段治污工程的实施，各区域治污取得了很大成效，COD、氨氮污染排放量得到了有效控制，但徐州水污染治理仍然是重点区域，其次为淮安和扬州。

3东线江苏段深化治污实施途径与重点措施

3.1深化治污实施途径

据前文分析，实施深化治污的治污重点行业依次为养殖业、农村生活、城镇生活、农田种植和工业企业等，重点区域为徐州、淮安和扬州等。据此，制定了东线江苏段深化治污的总体实施途径与手段，见图2。

3.2深化治污重点措施

经东线江苏段治污工作的深化，需要针对治污重点区域和治污重点行业采取相应的具体措施，从而削减COD和氨氮入河量，确保东线江苏段输水干线水质持续稳定达标。

图2南水北调东线江苏段深化治污实施途径

Fig.2Implementation approaches to deepen

pollution control in Jiangsu section of Eastern Route

3.2.1养殖废污水治理

(1)东线江苏段沿线区域严格养殖业的空间管理，包括设立禁养区、限养区和养殖集中区等，提高养殖业的规模效益与空间集约度。

(2)东线江苏段沿线区域规模养殖一般离镇区较远，污水产生量较大，若不能并入城镇污水处理厂的规模较大的养殖场应建立专门的污水处理设施进行单独处理。分散养殖污水产生量少，可以并入农村生活污水进行处理。对于养殖（场）户相对集中，点多量少的养殖区域，推行生态畜牧养殖规模建设，以龙头企业或园区为主体，做到畜禽粪尿等废弃物集中收集、集中处理、集中利用、达标排放，养殖规模区应与种植业配套建设，种植结合实现对能量与物质的循环利用，实现畜禽排泄物生物无害化处理和资源化、生态化利用［8］。

(3)对于区内水产养殖，严格执行各地关于围网养殖的管理规定，强化对水产养殖废水的管理，严禁随意排放。养殖废水的处理与资源化，可采用生态工程手段，或结合农田灌溉，提高养殖肥水中有效肥份的综合利用率，降低最终排入环境水体的水产尾水中的污染负荷。

3.2.2农村生活污水治理

东线江苏段沿线区域农村居民的居住分为集中小区化居住和分散居住两种情况。

(1)对于集中居住的农村居民点，可统一收集，集中处理。若靠近镇区、居住较集中，且满足城镇污水收集管网接入要求，则污水优先纳入污水处理厂污水收集处理系统。要提高居民生活污水处理设施建设水平和覆盖率，尤其要重视近岸农村居民点生活污水的控制与治理。

(2)对于分散居住的10户以下农村居民点，其污水排放量达不到集中处理的规模，宜采用土地处理技术和人工湿地技术，实施农村沼气、改水改厕等项目建设，以较低的成本、较小的土地占用、较为简便的技术进行有效处理［9］。

3.2.3城镇生活污水治理

(1)目前徐州市城镇生活污水接管率相对较低，应该将城镇生活污水接管率提高到70%，同时提高污水收集覆盖率和处理率。有条件的城镇尽可能采用改进的A2/O（AnaeroxicAnoxicOxic，生物脱氮除磷技术）、腐殖质生物滤池、膜技术等深度处理工艺技术，实现对城镇生活污水的深度处理，推广中水回用等。

(2)全面推广节水型用水器具，对公共场所采取限期强制更换措施，特别对饮业、洗浴业、洗车业、游泳馆、建筑施工等高耗水、高污染服务业，按照定额进行用水和排污监管。

(3)加强文明消费、文明用水的宣传，提高节节约用水的观念。注重经济手段节水，制定水价政策促进节水，实行“超额加价”、“累计收费”的水价机制控制用水，减少污水排放。

3.2.4农田和果林的污染治理

对于东线江苏段沿线区域的农田和经济林地的面源污染控制，重点在于通过科学耕作、合理施肥，退水生态净化等措施，降低污染物排放。

(1)大力发展绿色生态农业未来的农业主要趋势，通过调整种植、养殖结构，培育特色无公害农副产品，减量施用化肥和化学农药，减少土肥流失造成的面源污染。

(2)强化节水灌溉、科学化肥和农药污染防治，推广精准农业耕作和灌溉，减少退水量，实施测土配方施肥，提高化肥利用效率，开展农药减量增效控污区建设［10］。

(3)推进支流污染治理及生态建设，加强区域内主要河流两岸的亲水漫坡、植被缓坡、林木植物固岸建设，阻滞农田面源污染物进入河流，止河岸水土流失，促进河道水体自然生态修复。

(4)实施拦截农田排水，将排水渠改造为生态沟渠，或者利用废弃河道，对拦截的农田排水利用多水塘技术、植被缓冲带技术、人工湿地技术进行净化，降低污染物浓度，削减污染物入河量［11］。

3.2.5工业企业污染治理

东线江苏段沿线的化工、造纸、酿造、印染、采矿等高污染、高耗水企业较多。随着治污项目实施，点源得到了有效控制，城镇工业发展逐步进入产业结构调整、提升产业技术水平的阶段，工业企业污染防治逐步进入了以提标、清洁生产、循环经济和生态工业为特征的治理阶段。针对污染型产业主导或显著污染的龙头企业（强势工业主导行业污染）和一般工业行业污染分别进行治理［12］。

(1)对于主导行业为化工、造纸、印染等污染型行业或者重污染行业企业，宜将工业企业集中到相应的工业园区，并由骨干企业或者专业水务公司建设具有行业针对性的工业污水处理厂。在条件许可的情况下，可由工业污水处理厂接纳城镇污水进行合并处理，也可以建立专门的城镇污水处理厂，用于处理城镇生活污水以及部分经过处理的工业尾水。

(2)对于一般工业行业污染，可将工业废水与城镇生活污水合并处理，建设规模稍大的城镇集中污水处理厂（部分企业需要对污水进行预处理后排入污水处理厂）。而且对污水处理厂的出水，采用工艺回用、中水回用（绿化、冲厕、景观）等资源化方式进行利用。

3.2.6 污染削减与水生态净化

针对东线江苏段沿线区域工农业生产废污水、城镇污水处理厂尾水，以前置库、生态河道、生物操纵、微泡曝气、固定化脱氮菌、生态浮床等近自然生态削减和强化生态削减技术，进行污染物的削减和水土净化［13］。

通过产业结构、空间布局、技术革新、污染治理和环境建设等多种手段，全面控制城镇生活、工业企业、农村生活、畜禽及水产养殖、农田及果林等污染源的排放，采用各类深度治理和生态净化修复手段，最大限度保护东线江苏段沿线区域重要环境水体水质，保证重要水环境功能区水质达标。

3.2.7其他措施

(1)实施东线江苏段调水工程优化调度。根据调水的需求、水文等条件的变化，在调水工程信息管理的平台上，建立水质水量优化调度模型和预警系统，编制各级提水泵站的优化调度方案，解决启动调水河槽蓄水污染、突发水污染等问题，并通过调度利用干线输水的自净能力提升输水水质［14］。

(2)强化东线江苏段沿线地方政府的环境质量管理责任制。新修订的《水污染防治法》在强化地方政府责任方面已经明确提出“县级以上地方人民政府应当采取防治水污染的对策和措施，对本行政区域的水环境质量负责”。在强化责任的同时，强化行政问责。将环保考核情况与干部实绩分析评价直接挂钩，严格执行《环境保护违法违纪处分暂行规定》。

(3)5.1 出台截污导流等工程水质管理办法。

尽快出台截污导流等工程交接单位水质管理办法，严格控制接入工矿企业及污水处理厂的水质和水量，提出水质超标情况下排污单位的污染赔付办法，严格规范排污行为［15］。

(4)制定有利于东线江苏段沿线的环境经济政策。

逐步建立有利于污染防治和可持续发展的财税、价格、保险、信贷、产业贸易等政策，更多地利用法律和经济手段建立“排污者赔钱、治污者得益”的机制，落实政府和企业在保护环境、治理污染方面的责任。

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汾河水污染治理对策论文范文第6篇

摘 要 农用地土壤状况对粮食安全至关重要，然而目前我国农用地土壤状况并不乐观。责任主体不明确、公众参与度不高及相关法律责任不平衡等使土壤污染防治效果低下。建议从规定化学药剂安全用量、明确责任主体、丰富公众参与路径和平衡农用地土壤污染防治法律责任等方面提高土壤污染防治效果，保障粮食安全，促进乡村振兴。

关键词 粮食安全;农用地;土壤污染

土壤质量状况影响着粮食的产量和质量，做好农用地土壤污染防治是保障粮食安全生产的基石，是促进乡村振兴的重要环节。在粮食安全视野下，探讨农用地土壤污染防治效果不高的原因，并对问题的解决路径加以分析，以期从提高农用地土壤污染防治效果角度保障我国的粮食安全。

1 粮食安全的概念及现状

1.1 粮食安全概念

粮食安全的内涵是指要实现人们能够在任何时候都可以买得到且买得起维持基本生存和健康所必需的食物[1]。从粮食安全内涵可看出，确保粮食供需平衡稳定是实现粮食安全的基本，粮食安全不仅取决于供应情况，需求方的情况也要加以考虑。现实中影响供应和需求情况的因子错综复杂，因此涉及粮食安全的因素具有一定的复杂综合性特征。粮食安全不仅要在数量上实现基本的供需稳定，还要保障供应质量的安全达标，同时生态安全亦是维护粮食安全的前提。新时代背景下的粮食安全观是促进以营养为向导的高产、高效、优质、生态和安全的粮食生产，关注营养与健康，产量与质量并重，促进粮食生产的绿色生态化转型。

1.2 我国粮食安全现状

1.2.1 我国粮食产能状况

国家统计局公布的相关数据显示，我国2020年粮食播种面积与2019年相比增长0.6%，我国生产的粮食总产量高达6 695亿千克，较2019年增产0.9%，已经连续6年生产总量保持在6 500亿千克以上，并且我国人均粮食拥有量增长至474.4 kg，已高于国际粮食安全标准，表明我国农业粮食取得了巨大的发展。虽然农业农村部规划实现化肥零增长，会在一定程度上减少化肥使用量，但是我国单位面积化肥施用量依旧偏高。

1.2.2 我国粮食消费状况

我国人口增加的同时也增加了对粮食总量的需求，保障粮食安全是确保经济发展和社会稳定的关键环节，新时期绿色可持续性发展是对我国粮食安全提出的新要求、新挑战。虽然我国的粮食产量每年都在增加，一定程度上缩小了供需之间的差距，但是两者之间还存有一定的缺口，供需之间的矛盾性结构还有待进一步解决。随着我国社会主要矛盾的转变，粮食安全方面存在数量增长快、质量提高慢、生产发展快及生态改进慢的不平衡问题，同时人们的消费观念也悄然发生了转变，不只是追求吃饱，更要吃得好和健康，对粮食的关注从数量延伸到量质并重，更多的是重视粮食的安全、绿色及可持续性生产。

2 粮食安全面临的问题

2.1 化肥农药等过量施用

近年来，粮食产量的保障与化肥农药使用量的增加有一定的关系，但粮食的安全、绿色及可持续生产与土壤生态息息相关。大量使用化学肥料不仅导致地下水受到污染，还增加了土壤中重金属的含量，降低了土壤的生产能力，削弱了土壤的自我修复功能，甚至造成不可逆的土壤破坏。

2.2 灌溉水的污染

随着城乡融合的发展，越来越多的工业、企业选择到乡村发展，加之存在有些工厂在生产过程中环保意识薄弱，使处理不达标的生产废弃物等流向农田和渠沟，经过长时间的累积，最终导致土壤和水源的污染，影响粮食质量安全。工业废水、城市污水、化肥农药等的过量投放，对土壤造成了综合性污染，新老污染物并存形成累加效应，无疑增加了土壤自我修复的负担。

2.3 大气污染尘埃物

有害气体的流动性极强，当大氣中污染物浓度超标时会阻碍农作物的生长，降低农作物的产量，甚至导致其枯死。温室气体的增多亦会对粮食安全产生消极影响，排放的这些有害气体很大一部分会沉降到地面上被土壤吸收，对土壤造成污染，进一步威胁粮食安全。保障粮食安全不能只重视数量安全而忽略质量和生态安全，良好的土壤环境是保障粮食产量的基础。不论是化肥农药使用量的增加，还是污水的排放或大气的污染，在生态系统循环的放大作用下均会破坏土壤的健康，降低土壤的生产能力，使其产出的粮食质量较低[2]。探究我国土壤污染治理的法律路径，加强相关的执法力度落实，从土壤污染防治的角度出发，保障粮食安全的绿色可持续发展。

3 农用土地土壤污染防治问题

《中华人民共和国土壤污染防治法》于2019年1月1日正式实施，弥补了土壤污染防治的法律空白，初步建成我国土壤污染防治体系中土壤保护的行动向导，与我国的水污染防治和大气污染防治等构建出重要环境要素污染防治体系。2021年5月28日，河南省第十三届人民代表大会常务委员会通过了《河南省土壤污染防治条例》，并且随着2021年7月5日《河北省土壤污染防治条例》的颁布，我国已有8个省（市）颁布了《土壤污染防治条例》。土壤质量的高低对粮食安全有直接影响，做好农用地土壤污染防治是保障粮食安全的基础[3]。然而，我国农用地土壤污染防治过程中仍存在一定的问题，防治体系和防治效果仍需进一步完善与提高。

3.1 农用化学药剂的安全使用范围模糊

实践中，多有农户因化学药剂的不当施用而被处罚，而该行为往往不是农户故意而为之，是因为他们对化学药剂安全使用范围并不清晰，他们更多是想要增加粮食产量。对农用化学药剂的使用规定不明确，容易产生正常粮食生产和污染土壤行为判断不清，不利于农户粮食生产，也不便于相关部门土壤保护工作的开展[4]。

3.2 农用土地土壤污染防治体系不完善

目前，虽然我国颁布了土壤污染防治的规定，但综合的防治体系并不完善。关于土壤保护的条款散落在不同的法律文件中，阻碍了对条款的理解和掌握，更缺乏实施细则，导致落实起来困难。防治土壤污染具有一定的技术性，所涉部门较多，但却缺乏多部门综合治理的规定，造成综合治理效果不佳的现象。由于土壤污染防治涉及部门较多，部门之间存在责任推诿的现象，导致农用土壤的保护工作推进缓慢。

3.3 公众参与制度落实效果不佳

1）土壤污染防治更多是方向性指引，涉及公众参与农用地污染防治的规定并不集中，易使公众参与的落实出现形式化现象;2）“公众”范围界定较为模糊;3）公众参与模式效率较低，农户过于分散使其利益分散，不利于农户参与行政决策;4）农用地污染防治回应机制不完善，农户参与的积极性不高，致使公众参与制度落实效果不佳。

3.4 农用地土壤污染责任分配失衡

结合土壤污染的特点，很多主体合法且主观上并无过错的行为会造成土壤的污染，或多个主体合法行为由于累计亦会造成土壤污染。农用地污染的修复责任规定较笼统，且责任配置存在“一刀切”倾向。造成土壤污染的原因复杂，不同污染因素治理手段也不同，不可一概而论。在相关责任分配上，缺少中间责任和兜底责任的规定，由于土地污染的特殊性，相关责任人难明确与土壤污染防治紧迫之间的矛盾，对解决问题至关重要[5]。

农户使用化肥等是为了保证粮食的生长，主观上并没有污染土壤的意图，行为没有可罚性，若严格追究农户责任，会降低农户的生产积极性。农户既是污染者又是受害者，大多数农户很难具备土壤污染防治与修复的技能，且经济上也很难达到相应实力。农用地土壤污染防治具有紧迫性，且治理的最终效果与污染者的履行能力密切相关，尤其是环境侵权事件，但客观上农户并不具备相应的履行能力。

4 农用土地土壤污染防治的完善建议

4.1 明确农用化学药剂的安全使用范围

標准的清晰呈现可在不打击农户积极性的基础上，对有不正当行为的农户进行惩罚，平衡两者之间的关系，避免在处理过程中产生争议。欲确定安全的使用量范围，需同其他相关专业部门合作，合理合法、有效规制农户行为，使其进行绿色生态化种植。对农户进行法治宣传，使他们了解种植过程中的不当行为会给土壤带来的危害，从主观上提高农户对保护土壤的重视程度[6]。对农户进行相关的技能培训，或者配备相关领域专业人员对他们进行指导。政府作为公共利益的代表者，可为农户在进行土壤污染防治中的付出给予一定的经济支持，对那些积极有效进行土壤污染防治的农户进行奖励，调动农户进行绿色种植和生态生产的积极性。

4.2 健全农用土地土壤污染防治体系

我国幅员辽阔，各地区土壤状况通常存在差异，采用统一方案防治土壤污染不符合因地制宜的规律。各地应立足于当地土壤特点，并结合实际的污染情况，有针对性地对方案作出调整，提高治理效果。在土壤污染防治监管中引入大数据技术，构建土壤污染防治监管体系，将法律监管体系与信息化监管平台融合，并与第三方检测机构合作，将土壤状况及时上传到监管体系的数据库中，全方位监管土壤污染防治情况，以便及时采取措施[7]。完善行政管理体制，促进绿色农业发展，明确土壤污染防治的相关责任人，避免“公地悲剧”发生，将土壤污染防治体系落实到位。

4.3 提高公众参与制度的落实

对公众参与农用地污染防治进行专章规定，在公众参与时有据可依，并合理行使权利。对参与主体的范围加以明确，农户不仅是农用地土壤的使用者，还是农用地土壤的保护者，根据与农户利益的相关程度划定参与的公众范围。污染具有一定的流动性，涉及多数农户的利益，基于民主协商原则，可采取公众参与利益代表的模式，增强土壤污染防治参与主体协商的针对性和有效性[8]。相关部门要拓宽公众参与的渠道，结合参与者的具体情况，选择高效便民的回应方式，提高农户参与的积极性。

4.4 平衡农用地土壤污染责任的分配

根据主体的不同，分别确定责任的承担方式，对于有系统管理和经营的大型农业经营者，他们资金充沛、技术专业，可选择对环境污染责任进行归责;对于较为分散独立的一般农户，可赋予与其行为能力相符的责任，如农户有责任在耕种时履行注意义务，不可大量恶意施用农用化学品。此外，需确定土壤修复的中间责任和兜底责任。由于土壤被破坏最为直接的影响者是农地使用人，使用者对土壤修复的需要更为迫切，可先认定农地使用权人承担中间责任，在确定了具体土壤污染者后进行追偿。政府作为公共利益的代表者，需从整体上保障局面的稳定，修复破坏了的土壤除需专业的技术外，还需资金支持，这是农户或企业所达不到的力量，因此由相关的政府部门承担兜底责任，有利于农村社会的稳定。

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收稿日期：2021-11-09

作者简介：刘汶（1995—），女，河南濮阳人，硕士在读，研究方向为环境与资源保护法。E-mail：1617109297@qq.com。