关于中国跨省贸易中农业水污染转移责任分担与补偿机制的研究 夏旭、余倩文

《Water》：Research on Responsibility-Sharing and Compensation Scheme for Agricultural Water Pollution Transfer Embodied in China’s Inter-Provincial Trade Xia Xu and Qianwen Yu

　　摘要 由跨区域贸易引发的农业跨界水污染对环境治理提出了复杂而紧迫的挑战。本研究结合了农业水污染物排放清单、多区域投入产出模型、责任分担框架和生态补偿机制，以建立中国省际贸易中农业水污染的协同控制体系。研究结果首先表明，省际农业贸易导致了大量的农业水污染物转移，主要从经济发达省份流向欠发达省份，反映了经济收益与环境成本之间的失衡。具体而言，甘肃省和青海省受到的农业水污染影响最大（分别为2.15千吨和3.25千吨），但相应的经济净收益却出现了损失（分别为0.21万亿人民币和0.06万亿人民币）。其次，经济收益责任分担表明，对于大多数省份而言，责任应在生产核算和消费核算之间进行划分，这为责任分担提供了可行的途径。第三，北京、江苏和浙江等经济发达省份对其他省份的补偿责任最大，分别为1.60千吨、0.73千吨和0.54千吨。相反，青海、甘肃和江西等省份则需要最多的补偿流入，分别为2.55千吨、0.62千吨和0.34千吨。最后，本研究确定了补偿省份的最大可接受支付值和接收省份的最小可接受补偿值。本研究阐明了省际间农业水污染负担和经济收益的差异，为优化中国的责任分担和补偿策略奠定了定量基础，这对于促进水资源污染控制中的区域合作至关重要。

1. 引言
在农业灌溉过程中，包括化肥和农药在内的农业化学品通过地表径流和渗透污染了地下水和河流，导致水体富营养化、重金属积累和微生物污染等问题。根据联合国粮食及农业组织和联合国教育、科学及文化组织的数据，过去二十年里，全球约有12亿人生活在同时面临严重水资源短缺和农业污染的地区[1,2]。农业生产地区面临着确保食品安全和应对水污染控制双重挑战的难题。作为全球主要的农业生产国，中国的第二次污染源普查报告显示，化学需氧量（COD）、总氮（TN）和总磷（TP）这三种主要农业水污染物分别占全国总排放量的50%、47%和67%[3]。农业已成为水污染的主要来源之一，因此农业区域的污染治理成为重点关注对象。由此可见，农业污染是一个需要世界各国共同解决的重要问题。

除了满足本地需求外，农业生产省份还需通过贸易向其他省份供货[4,5,6,7,8,9]。中国的省际粮食流通量从2004年的1150亿公斤增加到2017年的1700亿公斤，从而造成了农业生产与消费之间的显著空间失衡[10]。因此，农业贸易带来的水污染也跨越了不同地区[11]。通过进口商品和服务，农业消费省份将部分水污染控制的压力转嫁给了出口省份。然而，这一过程也增加了流入地区的水污染管理负担，导致各省之间的生态成本和经济收益失衡。因此，跨区域贸易导致了农业污染物的显著转移[12,13,14,15,16,17]。这些研究证实了区域贸易推动了农业水污染物的转移，但未量化各地区间经济收益和农业水污染物成本的不平等分布。因此，本研究的目的是识别省际间的农业水污染物转移情况，确定每个省份在农业水污染中的相应责任，并据此建立相应的农业生态补偿机制以解决这种失衡。

目前，贸易中蕴含的农业水污染物责任分担问题已引起学界的广泛关注。普遍认为，供应链的碎片化以及生产和消费区域之间的地理分离给环境治理带来了严峻挑战，并增加了污染排放责任归属的复杂性。一些研究人员认为，基于生产的（PBR）核算方法可能会无意中夸大污染物转移量并转移污染成本[17,18,19]。为此，本研究提出了基于消费的（CBR）核算方法，以捕捉与地区最终需求相关的排放量。虽然这种方法解决了基于生产模型的某些缺陷，但它未能考虑生产者从这些排放活动中获得的经济收益[20,21]。基于此， some literature 提出应根据交易双方的经济收益比例来分担与贸易相关的污染排放责任[22,23,24,25,26,27]。然而，这种方法在省际贸易的农业水污染责任分担中的应用尚未得到充分探索。因此，本研究基于环境成本和经济收益应在各利益相关者之间公平分配的原则，建立了省际贸易中农业水污染物责任分担的框架。

此外，关于农业水污染的生态补偿机制，一些学者提出了基于农业生态系统服务价值化的补偿方案[28,29,30,31,32,33]；另一些学者主张根据农业污染控制与保护的成本来确定补偿金额[34,35,36,37]；还有一些研究者关注基于受益者支付意愿和农民接受意愿的补偿框架[38,39]。此外，一些研究尝试探讨了省际贸易中虚拟土地和水资源的补偿机制[40]。然而，这些关于农业生态补偿的研究主要集中在实物水资源上，尚未从省际贸易中农业水污染的角度考虑生态补偿问题。为填补这一空白，本研究采用多区域投入产出方法量化了省际间的农业水污染物转移量，并据此计算了省际贸易中的农业水污染生态补偿机制。

总体而言，许多研究已经证实了贸易过程中农业水污染物的存在及其影响。然而，现有的农业水污染生态补偿框架主要集中在实物水资源上，缺乏体现公平责任分担原则的补偿机制。为解决这些不足，本研究首先明确了省际贸易中的农业水污染物转移情况；接着，根据环境成本与经济收益的等价性，量化了贸易中各省份的农业水污染责任；最后，根据计算出的农业水污染责任确定了相应的生态补偿机制。基于上述分析，本文构建了一个研究框架（见图1）。首先，通过水污染物等价量和多区域投入产出模型阐明了省际贸易中的农业水污染转移情况；其次，通过整合省际贸易中的环境成本和经济收益，计算了农业水污染的责任分担；最后，根据各省份的环保税收标准和农业水污染责任，确定了生态补偿机制。

图1. 研究框架
省际贸易中的农业水污染问题已成为中国环境治理中的一个关键问题。然而，现有的生态补偿机制很少考虑污染产生与消费责任之间的空间失衡。为有效应对省际贸易引发的跨界农业水污染问题，本研究将省际贸易中的农业水污染概念纳入补偿机制，并提出了一种创新的“责任与补偿”综合方法。提出以下假设：
假设1（H1）：省际农业贸易导致了农业水污染的显著转移；
假设2（H2）：各省份在农业水污染负担和经济收益分配方面存在显著差异。

2. 方法论和数据来源
2.1. 方法论
2.1.1. 计算水污染物等价量
考虑到导致农业水污染的典型污染物是化学需氧量（COD）、总氮（TN）和总磷（TP），本研究选择这三项污染物来代表农业水污染。这些污染物的总负荷以水污染物等价量（WPE）表示，公式如下：
WPE = ∑??=? ?? × ??2 (?=COD, TN, TP) (1)
其中，?? 是污染物 ? 排入地表水的总负荷，?? 是该污染物的 WPE 系数。根据《中华人民共和国环境保护税法实施条例》，COD 和 TP 的污染物等价系数分别为1和0.25；TN 的系数基于氨氮的标准，取值为0.8。因此，COD、TN 和 TP 的 WPE 系数分别为1公斤、0.8公斤和0.25公斤[41]。

2.1.2. 量化省际贸易中的农业水污染转移
为系统评估省际贸易中农业水污染物的隐含转移，本研究采用了多区域投入产出（MRIO）方法，该方法能够有效反映不同地区的技术异质性和结构差异[42,43]。总产出与最终需求之间的核心关系可表示为：
X = A × X + ∑??? (2)
方程（2）的解为：
X = (I ? A)?1 × (∑???) (3)
其中，(I ? A)?1 是列昂惕夫逆矩阵，表示满足一个单位最终需求所需的总产出；A 是直接消费矩阵；X 是总经济产出向量；?? 是省份 ? 的最终需求向量。
据此，由省份 ? 的最终需求驱动的省份 s 的农业水污染物排放量可计算为：
A × W??×??? = ∑??=? ???×??×?×??×? (4)
具体来说，A × W??×??? 表示从省份 ? 转移到省份 ? 的虚拟 WPE 排放量；?? 代表省份 ? 的 WPE 排放量向量；? 和 ? 分别代表交易省份，? 表示与省份 ? 和 ? 有贸易往来的省份。当 ? = ? 时，AWP 包含在从省份 ? 到省份 ? 的直接贸易中；当 ? ≠ ? 时，省份 ? 出口半成品到省份 ?，再由省份 ? 加工成最终产品并出口到省份 ?，从而实现从省份 ? 到省份 ? 的农业水污染转移。换句话说，这是从省份 ? 到省份 ? 的间接 WAP。

同理，从省份 ? 到省份 ? 的虚拟 WPE 排放量可表示为：
A × W??×??? = ∑??=? ??×??×?×??×? (5)

2.1.3. 计算农业水污染责任分担
根据2.1.2节所述的方法，得到从省份 ? 到省份 ? 的贸易价值增值矩阵（???×??）：
???×?? = ∑??=? ???×??×??×??×? (6)
其中，???×?? 表示从省份 ? 到省份 ? 的贸易价值增值。

同样，从省份 ? 到省份 ? 的贸易价值增值矩阵为：
???×?? = ∑??=? ???×??×??×??×? (7)

2.1.4. 确定各省的责任分担方案
根据 EBSR 原则，一个省份的责任分担应以其从贸易中获得的经济收益来确定[23]：
W?×R? = W?×T(?,?) × ???×??×?(???×??+???×??) (8)
其中，
W?×T(?,?) 表示省份 ? 和 ? 之间的总农业 WPE 排放量；
W?×R? 和 W?×R? 分别是省份 ? 和 ? 的 WPE 排放责任；
???×?? 和 ???×?? 表示由省份 r (s) 的最终需求在省份 s 中产生的经济收益。

2.1.4. 确定农业水污染的生态补偿方案
通过将各省的 EBSR 结果与其相应的出口排放量进行比较，可以量化可补偿的排放量。根据这一决定，并假设补偿是从省份??流向省份r的，两个省份之间的WPE补偿量可以使用以下公式计算：
??????????=???????????????=??????????????????=A????????????(?????????????+?????????????)×??????????(??????????+??????????)
（9）
其中，???Qs?r表示从省份??流向省份??的排放补偿量；???Dr =???W?Pr?s和???Ds =A?W?Ps?r分别代表省份??和省份??对双边贸易相关WPE排放的基于生产的贡献；e?vr?s(e?vs?r)表示由省份??（或省份??）的最终需求在省份??（或省份??）产生的经济效益。

确定农业水污染的生态补偿价值时，采用每个省份的环保税（Pr）作为补偿标准。然后，将WPE排放的省际补偿量与相应的补偿标准相乘，即可计算出从省份??流向省份??的补偿价值：
??????????=????×??????????=????×[??????????????(?????????????+?????????????)×??????????(??????????+??????????)]
（10）

**2.2 数据来源**
本研究使用了2017年最新的中国省际投入产出表，并重点关注与中国国内贸易相关的农业水污染问题[44,45,46]。该表格涵盖了31个省份（不包括澳门、香港和台湾），以及农业部门（包括种植业、林业、畜牧业、渔业和辅助活动）。此外，2018年中国环境统计年鉴[41,45,46]中收集了三种主要农业水污染指标（COD、TP和TN）的数据。各省的类别及其环保税率列在附录A的表A1中。

**3 结果**
**3.1 贸易中包含的农业水污染负荷和附加值**
图2a–d显示了中国31个省份之间COD、TN、TP和WPE转移的流入、流出和净流量。正值表示该省份是净接收方，意味着它因其他省份的生产而承担了额外的污染负担；负值表示该省份是净出口方，意味着它通过贸易将污染负担转移到了其他省份。
图3显示了31个省份之间的附加值净转移。附加值代表了经济活动创造的经济价值（收益）。正值表明该省份是净进口方，未获得净经济效益；负值则表明该省份是净出口方，获得了净经济效益。

**3.1.1 贸易中包含的农业水污染负荷**
图2a–d显示，内蒙古、河北、贵州、云南、西藏、陕西、甘肃、青海、宁夏和新疆等较不发达地区的农业水污染物（COD、TP、TN、WPE）净流入量较大，表明这些地区承担了不成比例的农业污染。其中，青海和甘肃在所有污染物上的净流入量尤为显著，分别为1.88 Kt、1.39 Kt和1.14 Kt、1.19 Kt及0.18 Kt。相比之下，北京、上海、广东和浙江等经济发达地区则表现为COD、TP和TN的净流出，表明这些地区将农业污染转移给了其他省份。其中，广东的COD净流出量为0.46 Kt，TN为0.38 Kt，TP为0.10 Kt。河南在所有污染物上的净流出量始终最高，分别为3.12 Kt、2.68 Kt、1.18 Kt和5.59 Kt，与 previous 研究结果一致[47,48,49]。作为水资源匮乏的省份，河南通过贸易进口大量水资源密集型、附加值低的农产品，从而导致其需要向其他省份转移污染。这种污染转移模式实质上是地区水资源禀赋差异和产业结构分工在贸易中的体现。一些水资源匮乏或农业占比较低的地区通过进口水资源密集型农产品，将其农业污染负担“外包”给水资源丰富或以农业为主的地区。

**3.1.2 WPE和附加值的净流量对比**
如图3和图4所示，北京、广东、上海、江苏和浙江等经济发达地区在WPE净流出和附加值净流出方面表现为负值，表明这些省份通过参与贸易网络获得了正的经济收益，将农业水污染的压力转嫁给了其他地区。相反，河北、贵州、内蒙古、甘肃和新疆等较不发达地区在WPE和附加值净流入方面表现为正值，表明这些地区同时承受了经济损失和农业水污染的流入。通过比较各省的WPE和附加值净流量模式，可以发现这些流动的不平衡特征（图3和图4）。具体来说，甘肃和青海的WPE影响最大（分别为2.15 Kt和3.25 Kt），但经济净收益分别为-0.21万亿元和-0.06万亿元（图3）。相比之下，北京、广东、江苏、浙江和上海在转移出2.69 Kt农业水污染物当量的同时，实现了0.30万亿元的净经济效益。广东从中受益最大，净转移了0.80 Kt农业水污染物，并获得了0.11万亿元的经济收益。这种经济收益与环境负担之间的差异凸显了制定生态补偿政策以缓解环境不平等和促进区域协调发展的必要性。

**3.2 农业水污染责任分担**
公平分配农业水污染物排放责任可以有效减轻中国省际贸易造成的环境不平等[16,50,51,52]。基于此，本研究采用经济效益共享责任（EBSR）方案，根据每个贸易实体从贸易中获得的经济效益来划分隐含的WPE排放责任。图5比较了基于三种不同核算原则（PBR、CBR和EBSR）的各省贸易中的农业水污染排放责任。根据PBR原则，一个地区需对其出口商品产生的WPE排放负责；而CBR原则则将与其进口商品相关的排放责任归咎于该地区。在北京、天津、山西、河南、上海、福建、安徽、广东、重庆、江苏和浙江等经济发达或水资源匮乏的地区，CBR值高于PBR值。其中，江苏的CBR约为PBR的三倍，浙江的CBR几乎是PBR的两倍。相反，青海、辽宁、甘肃、新疆、宁夏、贵州、云南和内蒙古等省份的PBR高于CBR；青海的PBR约为CBR的两倍。在多个经济发达或水资源匮乏的地区，CBR值超过PBR值。值得注意的是，江苏的CBR约为PBR的三倍，浙江的CBR接近其PBR的两倍。总体而言，这种责任分配模式揭示了“生产地区”和“消费地区”在农业污染治理方面的不匹配。此外，我们观察到大多数省份的EBSR结果介于PBR和CBR之间。例如，北京、江苏和浙江的EBSR结果接近CBR，而山西、安徽、福建、新疆和云南的EBSR结果则接近PBR。

**3.3 农业水污染补偿方案**
横向生态补偿是实现各省之间农业水污染责任分担的重要机制。本研究通过比较基于EBSR框架的排放量，量化了31个省之间的WPE补偿金额。图6显示了中国各省之间的WPE补偿流量矩阵。其中，460个红色方块表示存在补偿责任关系，其余501个白色方块表示没有补偿流量。每个红色方块代表从纵轴对应的省份向横轴对应的省份支付的补偿金额，红色方块的颜色深浅反映了补偿金额的大小。从省级WPE补偿的角度来看，主要的补偿流量包括：北京→青海（1.19 kt）、北京→陕西（0.29 kt）、北京→内蒙古（0.16 kt）、天津→青海（0.20 kt）、天津→新疆（0.11 kt）、吉林→陕西（0.15 kt）、江苏→青海（0.55 kt）、浙江→江西（0.25 kt）。补偿金额主要受两省之间产业结构差异的影响。

**3.4 各省WPE排放的支付、接收和净补偿平衡**
本研究进一步计算了中国各省的WPE排放支付补偿、接收补偿和净补偿平衡，如图7所示。结果显示，包括北京、上海、江苏、浙江和四川在内的15个省需要向其他地区支付净补偿，而其余16个省可以获得净补偿。大多数需要支付净补偿的省份是经济发达地区，其产业结构以低污染和高附加值产品为主。相反，有资格获得补偿的16个省从贸易中获得的经济效益相对有限，但由于本地污染密集型农业生产而承担了较高的环境成本。具体而言，北京、江苏和浙江的净补偿支出最高，分别为1.60 kt、0.73 kt和0.54 kt；青海、甘肃和江西则需要获得最高的净补偿流入，分别为2.55 kt、0.62 kt和0.34 kt。此外，吉林和西藏等省份在农业生产中的污染强度相对较低，但从农业贸易中获得了较高的经济收益，因此成为其他省份的净补偿方。

**4 讨论与政策启示**
首先，吉林、西藏、河南和广西等经济较不发达的地区需要向其他省份补偿。吉林由于其低污染的农业和高附加值的加工产业而需要补偿；西藏通过高附加值的特色产品成为净支付方。甘肃在生产和加工出口双重角色下承担了补偿责任。河南在各类别污染物上的净流出量一直较高，这可能是由于作为中国主要粮食生产区，其农业附加值长期处于领先地位，但同时面临严重的水资源短缺问题。此外，由于人口超过1亿且复种指数较高，该省面临严重的人地矛盾和巨大的发展需求，而其用于外省转移的粮食产量相对有限。为了缓解水资源短缺和环境承载能力不足的双重压力，河南从其他省份进口了大量耗水量大、污染度高、附加值低的农产品（例如某些饲料谷物和加工原料）。这将水污染排放的责任转移给了生产地区，从而大大减少了河南自身生产活动造成的水污染。因此，流入河南的“内含水污染”远小于其流出量[48,49]。其次，在排除了像河南这样的特殊省份后，其余省份被划分为三个区域：东部、中部和西部。图9展示了这些区域之间农业水污染（WPE）的净转移方向和净经济效益。数据显示，中国三大区域之间的污染责任和经济效益分配存在显著的不均衡现象。东部地区表现为WPE净流出和净经济效益为正，主要是因为发达的东部沿海省份（如北京、上海、广东、江苏和浙江）有较高的农村劳动力转移率和非粮食作物的农田转换率，其粮食生产增长低于全国平均水平。粮食主要从其他省份流入，成功地将本应由当地承担的农业水污染责任转移到了生产地区，同时保留了农产品消费带来的经济价值。这些地区的农业功能已向高附加值、低污染的模式转变[47,53,54]。与此同时，像山东这样的传统粮食生产区，受自身发展需求的限制，其粮食输出量相对较少。2017年，包括天津、江苏、浙江、广东、山东和福建在内的几个东部地区的粮食流入量在全国名列前茅。因此，总体上，东部地区既是一个污染责任的转移者，也是一个经济受益者。中部地区也表现出WPE净流出和净经济效益为正的情况，尽管幅度相对较小，这表明中部省份参与的交易有限，仍处于农业贸易中附加值低、议价能力弱的地位。与东部地区不同，它们在消费方面未能实现显著的经济增值。西部地区的状况与东部和中部地区截然相反，表现为WPE净流入和净经济效益为负。具体而言，新疆、甘肃和内蒙古等西部省份长期以来一直是全国主要的粮食出口地区，向东部和中部省份输送大量粮食、畜产品和特色农产品。从整体区域核算的角度来看，西部地区不仅未能通过贸易转移其污染责任，反而被动承担了本应属于消费地区的环境责任。此外，西部地区整体的净经济效益为负，表明其在省际农业贸易中处于净亏损状态。这既归因于结构性劣势，如农业生产成本高、运输距离长以及产品附加值低；也反映了该地区在农业贸易分工中的不利地位，表现为议价能力低和价值捕获能力有限[47,55]。图9显示了东部、西部和中部的净经济效益和WPE净流量。第三，图10揭示了一个主要的相关性：大多数实现环境收益的省份也享有净经济效益，而大多数遭受环境损失的省份同时也会遭受净经济损失。该图说明了“环境不平等”的分布情况。EBSR原则将污染责任与贸易带来的经济价值联系起来，为双方建立了公平的谈判基准。这种差异化的分配更加公平和可接受，为跨省份补偿方案提供了逻辑基础[10]。此外，补偿方案是基于区域分工、责任分配和政策工具（如环境保护税）的相互作用而形成的。获得补偿的省份，如北京、江苏和浙江，主要位于高消费、高税收的东部地区；而接受补偿的省份，包括青海、甘肃和江西，则集中在生产和收入较低的中西部地区。这种模式反映了通过财政转移来平衡环境外部性的必要性。最后，中国目前的生态补偿实践主要集中在河流流域、河流系统或发达地区的实际水污染问题上，为欠发达地区提供有针对性的财政支持和扶贫措施。然而，涉及省际贸易的农业虚拟水污染问题尚未得到重视。因此，建议进一步明确生态补偿的范围，将虚拟水污染纳入跨区域农业贸易的补偿体系。基于上述分析，我们提出以下政策建议：（1）加强农业贸易中的环境成本内部化。农业政策和贸易规划应纳入水污染等外部成本，推广“绿色贸易”会计体系。（2）根据各省的实际情况发展农业，通过产业规划和环境监管等措施协调和优化区域农业布局，控制水污染的转移效应。（3）改进数据支持和监测系统。建议进一步整合多区域投入-产出数据、污染排放数据和贸易流量数据，建立动态更新的农业污染转移会计平台。5. 结论本研究构建了一个综合分析框架，用于追踪、分配和补偿中国省际农业贸易中嵌入的农业水污染。实证结果验证了之前的两个研究假设：首先，省际农业贸易确实导致了大量的农业水污染转移；其次，中国东部、中部和西部之间的农业水污染负担和经济效益分布极不均衡，导致环境成本与经济收益之间存在明显脱节。据此，设计了一个省际生态补偿方案，旨在实现环境污染责任的公平分配。主要结论如下：青海和甘肃是农业水污染的主要净接收区，COD、TN和TP的净流入量远高于其他省份。甘肃和青海分别承担了最大的WPE（2.15千吨和3.25千吨），但获得的经济回报相对较少（分别为0.21万亿元和0.06万亿元）。相比之下，北京、广东、江苏、浙江和上海共同转移了2.69千吨的农业污染WPE，同时仍获得了0.30万亿元的经济效益。北京、江苏和浙江对其他省份的补偿责任最大，分别为1.60千吨、0.73千吨和0.54千吨。相反，青海、甘肃和江西等省份则需要最多的补偿流入，分别为2.55千吨、0.62千吨和0.34千吨。北京的环境保护税率为全国最高，为每公斤14元，因此补偿标准最高，为2.5亿元人民币。作为净农业水污染流入量最大的省份，青海的最低可接受补偿标准为3600万元。未来的工作将进一步考虑农业技术水平和环境承载能力差异等因素对污染转移责任公平分配的影响，努力将省际技术差异和环境容量限制纳入研究框架，探索更加适应性的跨界污染补偿机制。