研究框架和主要创新

研究框架和主要创新_城市固体废弃物管

研究管制政策必须首先对城市固体废弃物有明确界定和大致了解。本章首先对城市固体废弃物的内涵进行界定，并考察城市固体废弃物的组分特征及其变迁;其次，对中国城市固体废弃物的现状进行实证分析，并讨论城市固体废弃物的负面效应。最后介绍了本书的切入点、研究内容、研究框架和主要创新。

一、城市固体废弃物的内涵界定

在废弃物管制领域，城市固体废弃物(Municipal solid waste，MSW)这一术语在世界范围内是广泛使用的，但不同国家城市固体废弃物的内涵并不完全一致(张越，2004)。丹麦、芬兰将生活垃圾、商业垃圾、工业废弃物、危险废弃物、建筑垃圾都视为城市固体废弃物;而瑞典、德国、奥地利和意大利的Brescia市，城市固体废弃物不包括建筑垃圾;西班牙的Pamplona市，城市固体废弃物不包括危险废弃物和建筑垃圾;美国、英国、意大利的Prato市，城市固体废弃物仅指生活垃圾和商业垃圾。本书采用美英等国的城市固体废弃物范畴。

具体来说，根据美国国家环保局(Environmental Protection Agency，EPA)的界定，城市固体废弃物是通常扔掉的耐用物品、非耐用物品、容器与包装材料和其他类型的废弃物(U.S. EPA，2005)。从成分看，城市固体废弃物主要包括产品包装材料、食物残余、庭院修剪物(草叶、树枝、树叶等)、织物、瓶子、纸类、家庭用具和电池等日常用品，不包括工业废弃物、建筑垃圾、危险废弃物、市政污泥;从来源看，城市固体废弃物主要来自家庭(住宅)、商业部门、公共机构、工业部门，如表1－1所示。

表1－1　城市固体废弃物来源举例

本书沿用美国国家环保局的界定，但对城市固体废弃物的内涵，需要说明以下几点。

1.“城市固体废弃物”与中国“固体废物”的内涵并不一致。2005年实施的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》中，固体废物是指“在生产、生活和其他活动中产生的丧失原有利用价值或者虽未丧失利用价值但被抛弃或者放弃的固态、半固态和置于容器中的气态的物品、物质以及法律、行政法规规定纳入固体废物管理的物品、物质”。这里的“固体废物”不仅包括生活垃圾，而且包括工业固体废弃物和其他危险废弃物。与之相对，“城市固体废弃物”不包括工业固体废弃物和其他危险废弃物。

2.“城市固体废弃物”与中国“生活垃圾”的内涵也不完全一致。根据《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》，生活垃圾是指“在日常生活中或者为日常生活提供服务的活动中产生的固体废物以及法律、行政法规规定视为生活垃圾的固体废物”。这里的“生活垃圾”既包括“城市生活垃圾”，也包括“农村生活垃圾”。顾名思义，“城市固体废弃物”并不包括“农村生活垃圾”。

3.“城市固体废弃物”与中国“城市生活垃圾”的内涵也不完全一致。在2002年国家计委、财政部、建设部、国家环保总局联合下发的《关于实行城市生活垃圾处理收费制度促进垃圾处理产业化的通知》中，城市生活垃圾是指“城市人口在日常生活中产生或为城市日常生活提供服务产生的固体废物，以及法律、行政法规规定，视为城市生活垃圾的固体废物(包括建筑垃圾和渣土，不包括工业固体废物和危险废物)”。这里的“城市生活垃圾”还包括建筑垃圾和渣土，而“城市固体废弃物”不包括建筑垃圾和渣土。

4.本书之所以采用美英等国的城市固体废弃物概念范畴，一方面便于统一数据口径，为借鉴城市固体废弃物管制的国际经验(尤其是美国经验)，进行国际间比较研究提供了可能;另一方面，我国关于“固体废物”或“生活垃圾”的界定更多地体现了职能分工和归口管理。例如，城市生活垃圾是由城市环境卫生部门管理的，在建设部的界定中，城市生活垃圾包括建筑垃圾。但实际上，建筑垃圾与其他生活垃圾在组成成分和管制方式上存在较大的差异，因此这样界定不一定是最好的。

最后，为了方便论述和通俗说明起见，本书有时把“城市固体废弃物”直接简称为“固体废弃物”、“废弃物”，有时也直接用“城市生活垃圾”、“生活垃圾”、“垃圾”指代“城市固体废弃物”。但不论采用哪种称呼(简称)，其内涵都是以上界定的“城市固体废弃物”范畴。

二、城市固体废弃物的组分特征

城市固体废弃物的组成成分包括产品包装材料、食物残余、庭院修剪物、织物、瓶子、纸类、家庭用具和电池等日常用品。城市固体废弃物的具体组成成分如表1－2所示。

表1－2　城市固体废弃物组分举例

资料来源:乔治·乔巴诺格劳斯、弗朗克·克赖特:《固体废物管理手册》，化学工业出版社，2006年。

关于城市固体废弃物的组分特征，不同国家、不同城市存在很大差异。图1－1显示了美国2003年城市固体废弃物的组分特征，表1－3列出了中国部分城市的垃圾组分特征。可见，中国和美国在废弃物组分上存在较大差异，美国垃圾中纸张、金属的比例较高，中国垃圾中厨余和灰砖的比例较高。

图1－1　美国城市固体废弃物的组分特征(2003年)

资料来源: U.S. EPA，Municipal Solid WasteGeneration，Recycling，and Disposal in the United States: Facts and Figures for 2003，2005，www.epa.gov/msw/ pubs/msw03rpt.pdf.

表1－3　中国部分城市的垃圾组分特征(%)

资料来源:李杨帆、朱晓东、黄贤金:《南京城市生活垃圾资源循环型管理模式研究》，《资源科学》2005年第6期。

同一城市不同时期，城市固体废弃物的组分也会发生变化。例如，上海市生活垃圾成分从1990～2003年发生了很大变化，厨余垃圾从71.9%下降到51.82%，果类垃圾从10.8%上升到14.08%，塑料垃圾从4.0%上升到13.33%，纸类垃圾从4.0%上升到9.23%，如图1－2所示。

图1－2　上海市垃圾组分的变迁

注:面积图中垃圾成分从下到上依次为厨余、果皮、塑料、纸张、布类、竹木、玻璃、渣石、金属。
资料来源:胥传阳:《上海市固体废弃物处置现状及对策》，上海人居与信息化论坛。转引自国家环保总局宣教中心、中国社会科学院城市发展与环境研究中心:《中国城市社区生活垃圾管理现状分析及发展方向报告》，2005，http:// www. chinaeol.net/lssq/llyj/ljglbg.doc.

城市固体废弃物的组分及其变迁主要受经济、社会、环境三方面因素的影响。

1.经济因素影响垃圾组分。一般来说，随着居民生活水平的提高，垃圾中灰土量减少，可燃物增多，可回收成分(塑料、纸类、金属、织物和玻璃)增加，可利用价值增大。这种影响也反映在同一城市不同城区:高级住宅区垃圾中可回收成分的含量明显高于普通住宅区;普通住宅区垃圾中厨余含量较高，垃圾含水率较高，热值较低。经济发展带来的燃料消费结构变化也会导致垃圾组分的变化。传统上，煤是家庭燃料的重要组成部分，随着城市集中供热和气化率提高，燃料消费结构发生了变化，这导致垃圾中煤灰量和无机成分比例下降，有机成分上升。燃料消费结构的影响也反映在不同地区(城市):燃煤区垃圾中无机成分(尤其是煤灰量)明显高于燃气区，而燃气区垃圾中的有机成分和可回收材料比例则高于燃煤区。

2.社会因素影响垃圾组分。一些社会因素，如生活方式、价值观念和饮食习惯等也会影响垃圾组分。居民生活习惯、生活方式的变化，生活节奏的加快和对工作效率的追求，对食物新鲜度要求的提高，对时尚服装和生活用品的追求等，都会促使居民更多地使用一次性产品和包装，因此垃圾中包装材料、塑料成分的比重也会相应增加。

3.环境因素影响垃圾组分。垃圾组分与城市的地理位置、自然状况等环境因素也有一定的相关关系。例如，大城市与中小城市在垃圾组分上有显著差异，大城市垃圾中有机成分高于中小城市[1];南方城市垃圾中的有机物成分一般高于北方城市;沿海城市与内陆城市的垃圾组分也有很大差异(如厨余成分);夏季有机垃圾的含量高于其他季节，等等。

随着经济增长和人民生活水平提高，中国城市固体废弃物产生量与日俱增。然而，目前对城市固体废弃物现状进行实证分析的文献并不多见，不仅文献数量有限，研究水平也不高。这使我们对废弃物形势估计不足，严重制约了管制政策的理论和实践进展。为此，本节对中国城市固体废弃物的现状进行实证分析，主要考察城市固体废弃物的总体状况、地区差异、处理水平及其决定因素。

一、城市固体废弃物的总体状况及其决定因素

(一)城市固体废弃物的总体状况

中国城市固体废弃物产量变化的时间趋势如表1－4所示[2]。

从表1－4可以看出，1980年城市垃圾清运量仅3132万吨。随着GDP增长和城市非农业人口的增加，2004年661个城市的垃圾清运量高达15509万吨，24年增长了395%，平均每年增长6.89%，增长速度超过了同期城市非农业人口的平均增长速度(4.07%)。1980年人均垃圾清运量为0.94千克/天，2004年增长到1.80千克/天，24年增长了91.5%，平均每年增长2.74%。

表1－4　城市固体废弃物产量的时间趋势

注: GDP、人均GDP为1978年的不变价格，我们用商品零售价格指数(RPI)进行了调整。城镇居民人均总收入、人均可支配收入、人均消费性支出为1985年的不变价格，我们用城市居民消费价格指数(CPI)进行了调整。人均垃圾清运量=垃圾清运量/(城市非农业人口×365)。
资料来源:根据历年《中国统计年鉴》、《中国城市统计年鉴》、《中国区域经济统计年鉴》、《中国城市年鉴》、《中国人口年鉴》、《中国环境年鉴》、《全国环境统计公报》、《中国城市建设统计公报》等资料整理汇总。

(二)城市固体废弃物产量的决定因素

笔者主要采用线性回归分析法(OLS)考察垃圾产量的决定因素。为了避免前后变动趋势不一致导致的估计偏误，我们没有采用25年(1980～2004)的数据，而是采用最近11年(1994～2004)的数据。分析时，我们把垃圾清运量作为因变量Y，把GDP、城市非农业人口等作为自变量X。其理论模型如下[3]:

其中:αi为回归系数，α为常数项，μ为误差项。首先对各自变量分别进行单变量回归，然后将多个自变量代入回归模型进行多变量逐步(Stepwise)回归，以确定对因变量最显著的自变量。采用SPSS11.5进行统计分析(下同)。

单变量模型分析时，GDP和城市非农业人口对垃圾清运量都有显著影响(两模型各参数均通过统计显著性检验，以下各模型若不特殊说明，均表明各参数通过显著性检验)。多变量逐步回归时，垃圾清运量则主要取决于GDP[4]。具体地说，GDP每增加1亿元，垃圾清运量增加0.242万吨[5]。表1－5显示了模型分析结果，回归模型的判定系数R2为0.968，这意味着垃圾清运量的变异有96.8%可以由GDP变动来解释。

(三)人均垃圾清运量的决定因素

单变量模型分析时，人均GDP、人均总收入、人均可支配收入、人均消费性支出对人均垃圾清运量都有显著影响。多变量逐步回归时，人均垃圾清运量主要取决于城镇居民人均总收入，具体地说，人均总收入每增加100元，人均垃圾清运量增加0.024千克/天[6]。如表1－6所示。

表1－5　垃圾清运量的决定因素

注:因变量为垃圾清运量。

表1－6　人均垃圾清运量的决定因素

注:因变量为人均垃圾清运量。

二、城市固体废弃物的地区差异及其决定因素

(一)城市固体废弃物的地区差异

表1－7显示了2004年中国31个省市的垃圾清运量和人均清运量。表1－8列出了各省市垃圾清运量及处理量排名之最。可以看出，广东、山东、黑龙江三省的垃圾清运量最多，都超过了1000万吨，三省垃圾清运量(3864万吨)占全国总清运量的1/4(24.9%)。垃圾清运量前10位的省市以北方省市居多，且多数省市位于东部沿海，大多数经济发展水平在中等以上。这10个省(分别是广东、山东、黑龙江、湖北、江苏、辽宁、河北、浙江、河南、上海)的垃圾清运量占全国总清运量的近六成(58.6%)。人均垃圾清运量最高的5个省分别是西藏、山西、宁夏、黑龙江、新疆，大多经济比较落后，且几乎都在北方。人均垃圾清运量最低的5个省市分别是天津、江苏、海南、福建、重庆，大多位于南方。

表1－7　各省市垃圾清运量及处理量(2004年)

续表

资料来源:根据《中国统计年鉴》、《中国城市统计年鉴》、《中国区域经济统计年鉴》、《中国城市年鉴》、《中国环境年鉴》等资料整理汇总。

表1－8　各省市垃圾清运量及处理量排名之最

注:*卫生填埋占无害化处理比率为100%的有7个省(市):青海、重庆、江西、甘肃、陕西、湖南、宁夏，新疆、内蒙古也在99.8%以上。
资料来源:根据表1－7整理。

(二)城市固体废弃物地区差异的决定因素

为了考察城市固体废弃物地区差异的决定因素，我们用2004年跨省截面数据建立模型。在对单变量模型分析时，GDP和城市非农业人口对垃圾清运量都有显著影响。多变量逐步回归时，垃圾清运量主要取决于城市非农业人口，具体地说，城市非农业人口每增加1万人，垃圾清运量增加0.465万吨，如表1－9所示。

表1－9　垃圾清运量地区差异的决定因素

注:因变量为2004年各省垃圾清运量。

为了考察各省人均垃圾清运量与收入、支出等的关系，我们首先分别绘制散点图。从散点图可以看出，人均垃圾清运量与人均总收入、人均可支配收入、人均消费性支出之间呈U型分布，如图1－3所示。这表明人均垃圾清运量与人均总收入、人均可支配收入、人均消费性支出之间可能存在二次关系。

我们用人均垃圾清运量与人均总收入、人均可支配收入、人均消费性支出分别构建二次函数模型，三模型都通过显著性检验，只是判定系数稍低。以判定系数最高的人均垃圾清运量与人均可支配收入的二次模型为例，随着人均可支配收入增长，人均垃圾清运量先是逐渐降低，到达一定水平后(根据二次函数模型测算，人均可支配收入达到15635元是拐点)，又随之上升。如表1－10所示。据分析[7]，造成这种现象的原因可能在于，人均可支配收入低的省份，居民以燃煤为主，气化率低，尤其是不少低收入省份位于北方，冬天取暖期长，大量使用煤炭，因此人均垃圾量相对较多。随着人均可支配收入的提高，气化率相应提高，煤炭使用比例下降，所以人均垃圾量相对减少。但当人均可支配收入提高到一定水平后，人均垃圾量由于收入、消费水平的提高又随之上升。

图1－3　人均垃圾清运量与人均收入、人均消费性支出的散点图

表1－10　人均垃圾清运量的决定因素

注:因变量为2004年人均垃圾清运量。

三、城市固体废弃物的处理水平及其决定因素

(一)垃圾无害化处理水平

垃圾无害化处理是相对于简易处理(将垃圾集中堆置在郊区空地、坑塘或其他场所)和分散倾倒(将垃圾分散堆置于沟渠、江河湖岸等地)而言的，主要包括卫生填埋、堆肥、焚烧三种方式。经过卫生填埋、堆肥、焚烧之后的垃圾应达到物质上无害的水平。因此，无害化处理率是反映垃圾处理水平的重要指标。在无害化处理的三种方式中，卫生填埋相对于堆肥、焚烧来说，垃圾减容效果较差，循环回收水平较低，因此，卫生填埋占无害化处理比率又反映了一个国家或地区垃圾减量化、再利用、再循环水平。为此，我们采用垃圾无害化处理率和卫生填埋占无害化处理比率两个指标度量城市垃圾处理水平。

如表1－7所示，2004年我国垃圾无害化处理量为8088.7万吨，无害化处理率为52.1%。相对发达国家几乎100%的无害化处理率来说，我国垃圾无害化处理率还较低。在无害化处理的垃圾中，卫生填埋6888.9万吨，堆肥730万吨，焚烧449万吨，卫生填埋占无害化处理比率为85.2%，堆肥和焚烧两者合计仅占14.8%。可见，中国垃圾无害化处理还是以卫生填埋为主，堆肥和焚烧比重很少，垃圾的减量化、再利用、再循环水平很低。

从跨省截面数据看，垃圾无害化处理率最高的5个省为青海、江苏、山东、浙江、福建，其无害化处理率都超过80%。相反，上海作为中国最发达的地区，其无害化处理率仅为20.2%。据分析，这可能由于各地区统计口径不一致。从我国目前的实际情况看，垃圾无害化处理的概念比较模糊，一些地区把垃圾简易填埋甚至清运出城就视为无害化处理，很多经过“卫生填埋”或“焚烧处理”的垃圾也没有完全达到无害化的水平[8]。从表1－8还可看出，上海、天津的卫生填埋占无害化处理比率远远低于其他省市(上海12.81%，天津39.11%)，也就是说，上海、天津的焚烧和堆肥比率远远高于其他省市。这表明，上海、天津的垃圾减量化、再利用、再循环水平要大大高于其他省市。

(二)垃圾无害化处理的决定因素

考虑到历年数据的口径可能不一致，我们没有采用时间序列数据，而是采用2004年跨省截面数据来考察垃圾无害化处理的决定因素。先考察垃圾无害化处理率。单变量模型分析时，人均GDP、人均总收入、人均可支配收入对垃圾无害化处理率都有显著影响。多变量逐步回归时，垃圾无害化处理率主要取决于人均可支配收入，如表1－11所示。可以看出，人均可支配收入每增加100元，垃圾无害化处理率增加0.5%。据分析，收入越高的地区，越有相应的经济、技术条件建设垃圾无害化处理设施(如垃圾填埋场、堆肥厂和焚烧厂)，因此，垃圾无害化处理率越高。

表1－11　垃圾无害化处理率的决定因素

注:因变量为2004年各省垃圾无害化处理率;西藏由于数据缺失，没有包括在内。另外，从散点图看，上海的点分布有些异常，也未包括在内。

再考察卫生填埋占无害化处理比率。单变量模型分析时，人均GDP、人均可支配收入、人均总收入对卫生填埋占无害化处理比率都有显著影响。多变量逐步回归时，卫生填埋占无害化处理比率主要取决于人均GDP，如表1－12所示。可以看出，人均GDP每增加100元，卫生填埋占无害化处理比率就降低0.13%，换言之，焚烧和堆肥的比例相应提高0.13%。据分析，其原因可能有两点:一是无害化处理不同方式的成本存在差异，卫生填埋成本相对较低，而堆肥和焚烧成本相对较高。据测算，卫生填埋成本为35～55元/吨，堆肥成本为50～80元/吨，焚烧成本则高达90～200元/吨(张越，2004)。因此，人均GDP越高、越富裕的地区，越有相应的经济技术条件建设高成本的垃圾堆肥厂和焚烧厂。二是人均GDP越高、越富裕的地区，其垃圾成分中可燃物、有机物比重越高，因此垃圾焚烧、堆肥的效益也越好，可行性也越大。

表1－12　卫生填埋占无害化处理比率的决定因素

注:因变量为2004年各省卫生填埋占无害化处理比率;西藏由于数据缺失，没有包括在内。

通过以上分析，我们对城市固体废弃物的现状(包括总体状况、地区差异、处理水平)及其决定因素有了初步认识和了解。概括地说:

1.中国城市固体废弃物总体形势已经非常严峻。2004年我国661个城市的生活垃圾清运量高达1.55亿吨，人均垃圾清运量达到1.80千克/天。垃圾清运总量主要取决于GDP和城市非农业人口，人均总收入则是人均垃圾清运量的主要决定因素。可以预期，今后相当长一段时期内，随着经济增长和人民生活水平的提高，垃圾清运总量和人均清运量还将持续稳步增长。

2.中国城市固体废弃物产生量存在一定的地区差异。以人均垃圾清运量为例，山西、黑龙江、宁夏等省的人均垃圾清运量超过2.17千克/天，而江苏、天津的人均垃圾清运量仅仅0.95千克/天。根据回归模型，在跨省截面数据中，人均垃圾清运量与人均可支配收入存在二次关系(呈U型分布)，即随着人均可支配收入增加，人均垃圾清运量先是逐渐降低，到达一定水平后(人均可支配收入15635元为拐点)，又随之上升。

3.中国城市固体废弃物处理水平较低。2004年垃圾无害化处理率为52.1%，而且无害化处理主要采用卫生填埋，堆肥和焚烧比重很少，堆肥和焚烧二者合计仅占14.8%。根据实证结果，垃圾无害化处理率主要取决于人均可支配收入，卫生填埋占无害化处理比率主要取决于人均GDP。

城市固体废弃物产量增加反映了经济发展和人民生活消费水平的提高，而且垃圾本身也是一种现实和潜在的物质资源，只要开发得当，能够产生巨大的经济利益。因此，垃圾本身具有一定的正面效应。但随着垃圾产量增加和组分变迁，其负面效应也日益显露和突出。而不少人对此还缺乏足够的认识。从现有文献来看，人们对于垃圾负面效应的认识仅限于单方面的环境污染或资源浪费。在我们看来，垃圾负面效应不是单方面的，而是全方面的环境、经济和社会负面效应。下面展开讨论。

一、环境负面效应

(一)侵占土地，严重污染土壤和农田

长期以来，绝大部分城市都采用露天堆放、自然填埋等原始方式处理垃圾，城市周围堆存的垃圾量已达到70亿吨，人均垃圾堆存量达5.38吨。2004年全国661座城市中已有1/3被垃圾包围。堆存的垃圾，除侵占大量土地外，还严重污染土壤和农田。如垃圾中的塑料成分混在土壤中，影响农作物吸收养分和水分，导致农作物减产。垃圾堆存还会增加土壤中的重金属含量，累积到一定程度后就会引起重金属污染。林建伟等学者测定了三峡库区主要垃圾堆放场附近的重金属含量，结果表明重金属含量普遍超标严重，尤其是汞元素，如表1－13所示。可以说，未经无害化处理的垃圾对土地的破坏几乎等同于荒漠化，而且其破坏程度几乎是永久性的。

表1－13　三峡库区生活垃圾的重金属污染程度

资料来源:林建伟、王里奥、赵建夫、张军、袁辉:《三峡库区生活垃圾的重金属污染程度评价》，《长江流域资源与环境》2005年第1期。

(二)严重污染水体

垃圾中含有大量病原微生物，同时垃圾腐败过程中还会产生大量酸性和碱性有机污染物，并将垃圾中的重金属溶解出来，这使垃圾成为集病原微生物、有机污染物、重金属三位一体的污染源(张越，2004)。任意堆放和简易填埋的垃圾，其所含水分和淋入垃圾中的雨水产生的渗滤液流入地表和地下，会导致地表水和地下水严重污染。

病原微生物主要包括肠道致病菌、肠道寄生虫、破伤风杆菌、肉毒杆菌、酶菌和病毒等。它们在土壤和水中存活时间较长(如结核杆菌能在土壤中存活1年)，对环境和人体的潜在危害极大。1983年夏季，贵阳市哈马井和望城坡垃圾堆放场所在地区同时发生痢疾流行，其原因就是地下水被垃圾场渗滤液污染，大肠杆菌值超过饮用水标准770倍以上，含菌量超标2600倍[9]。

有机物污染可以通过化学需(耗)氧量COD、生化需(耗)氧量BOD、水中溶解氧浓度等指标来衡量。统计结果表明:目前我国生活垃圾填埋场渗滤液中的化学需氧量、氨氮等超标现象普遍且严重，化学需氧量超标率为55.1%，超标倍数0.1～11倍。氨氮超标率为60.4%，超标10.1～915倍，如表1－14所示。

表1－14　我国目前生活垃圾填埋场渗滤液污染情况

资料来源:颜丽辉、吴银彪:《城市生活垃圾处理带来的二次污染问题》，《中国环保产业》2003年第4期。

重金属元素主要是废弃化妆品、废油漆、电子垃圾(如印刷电路、蓄电池)等经过复杂的理化反应后浸出的。在我国很多城市，垃圾填埋场渗滤液引起的重金属污染相当严重。中国环境监测总站的调研资料显示，呼和浩特市填埋场地下水中汞含量竟超出标准值的3倍。哈尔滨市韩家洼子垃圾填埋场附近地下水中铁含量超过饮用水标准2/3，锰超标3倍，汞超标29倍。

根据北京市环保局、北京市地质工程勘察院对北京490个填埋场的调查，污染风险大的填埋场有126个、污染风险中等的105个、污染风险小的259个。调查人员对14个填埋场进行了土壤及地下水水质污染监测。结果显示，14个填埋场附近地下水均受到不同程度的污染，水质全部为“较差”或“极差”，且下游地下水污染相对上游更为严重，个别地方细菌超标几十倍[10]。

(三)严重污染空气

垃圾在堆放过程中受到微生物作用，产生大量的氨、硫化物等有毒有害气体，以及100多种有机挥发性气体。在产生的混合气体中，甲烷和二氧化碳占98%，它们是两种最主要的温室气体，其中甲烷对温室效应的“贡献”相当于相同重量二氧化碳的21倍。据估计，有6%～18%的全球甲烷排放量来自垃圾填埋场生成的填埋气体。在中国，填埋场甲烷约占全部甲烷排放量的11.5%[11]。可见，垃圾填埋或堆放过程中产生的气体不仅影响填埋或堆放场所附近的空气质量，而且对全球气候变暖也有着重要影响。

垃圾焚烧会产生二次空气污染，这已成为一些国家主要的大气污染源。据报道，美国废弃物焚烧炉约有2/3由于缺少空气净化装置而污染大气，部分露天焚烧炉排出的粉尘在接近地面处的浓度达到1.56g/m3[12]。在中国，据中国环境监测总站对正在运行的17个垃圾焚烧厂废气排放的调查，焚烧厂废气排放中的烟尘、排烟黑度、一氧化碳、二氧化硫等污染物大多严重超标，见表1－15。

表1－15　我国城市垃圾焚烧厂排放废气的监测结果

资料来源:颜丽辉、吴银彪:《城市生活垃圾处理带来的二次污染问题》，《中国环保产业》2003年第4期。

垃圾焚烧还会产生二口恶英。二口恶英是公认的剧毒和致癌物质，会导致肝癌、甲状腺癌、皮肤癌，还可能导致甲状腺功能低下、免疫功能下降、胎儿发育异常、畸形乃至死亡。通过对我国7个焚烧厂的调查发现，57.1%的焚烧厂废气排放中二口恶英严重超标，超标倍数在5.4～99之间[13]。

(四)垃圾爆炸、火灾等事故不断发生

由于垃圾中有机物含量较高，且露天堆放与集中堆存时，很多仅采用简单覆盖而没有设置气体导排系统，这易形成产生甲烷的厌氧环境，导致甲烷聚集，最终导致爆炸、火灾等事故。据计算，每吨含200千克有机物的垃圾能产生100m3甲烷，处理不当极易发生事故。据不完全统计，全国至少有20个城市曾发生垃圾爆炸伤亡事故。1994年2月，重庆一垃圾场发生严重爆炸事故，强大气浪掀起的垃圾将9名工人埋没，当场死亡4人。2004 年9月，四川雅安金鸡关垃圾处理场高六七十米的垃圾堆突然发生爆炸，导致崩裂垮塌，造成3人死亡，4人失踪。表1－16列出了近年来中国部分垃圾爆炸、火灾事故。

表1－16　近年来中国部分垃圾爆炸、火灾事故

续表

资料来源:根据相关报道整理汇总。

此外，垃圾还会产生严重的“视觉污染”。塑料袋、餐盒、碗杯等一次性不可降解塑料制品(俗称“白色污染”)散落在城市、旅游区和河流水面等，给视觉带来强烈的不良刺激，严重影响城市景观和风景点整体美感。视觉污染由于较明显，居民对之感触很深，反应强烈。

以上只是一些主要(并非所有)的环境负面效应。实际上，垃圾还存在其他很多环境负面效应，这里不再一一讨论，仅着重强调以下两点:

1.废弃物污染与特定废弃物的性质和数量相关。一方面，废弃物的性质决定了其危害性。例如，废电池中含有大量镉、镍等重金属元素，其对环境的污染就远高于其他垃圾;另一方面，除性质因素外，任何废弃物对环境的污染都有一定的阈值，即对环境有严重危害的强度或数量水平，在一定阙值以下并不会对环境产生严重危害[14]。例如，长期以来，农民将庭院垃圾进行沤肥并没有产生多少环境问题。但废弃物的聚集达到一定程度时，就会对环境造成严重污染(李国建、赵爱华、张益，2003)。

2.城市固体废弃物污染与空气污染、水污染相比，有不同的特征。固体废弃物污染属于特定产品性污染(Product－specific pollution)，即垃圾本身形成污染;而空气污染、水污染属于特定介质性污染(Media－specific pollution)，即某种污染物排放污染了空气或水。前者属于存积性污染(Stock pollutant)，流动性较弱;后者属于流动性污染(Flow pollutant)，存积性较弱。从时间维度上看，空气污染、水污染对环境和人体的危害一开始就完全显露，但其对环境和人体的危害往往持续时间较短，随着时间推移其危害逐渐减弱;而垃圾污染对环境和人体的危害是逐渐累积、逐渐显露，甚至逐渐增强的，对环境和人体的危害往往持续时间较长。由于垃圾污染流动性弱，一定时间维度内，只有接近垃圾堆放、填埋场所，人们才能感觉到垃圾污染的危害。在垃圾日清日毕的情况下，多数居民不会直接接触垃圾，往往感觉不到垃圾污染的危害。加之，不少居民对垃圾污染的潜在深层次危害还缺乏足够的认识。在一些人看来，垃圾污染的危害似乎还不严重，这导致他们对垃圾污染问题还“不甚敏感”(相对于空气污染、水污染来说)，一些人或许觉得尽管垃圾污染已经很严重，但还没有影响到自己，以致他们常常“忽视”或“忘记”垃圾污染问题。表1－17总结了固体废弃物污染与空气污染、水污染的差异。

表1－17　固体废弃物污染与空气污染、水污染的差异

续表

资料来源:作者总结。

二、经济负面效应

(一)垃圾生产消耗和浪费了大量经济资源

不管何种垃圾，都是各种经济资源加工转换而成的。例如，塑料来自不可再生资源——石油，一次性筷子、纸张来自森林。因此，垃圾泛滥必然以稀缺资源的巨大消耗为代价。例如，我国每年生产12亿件衬衫，使用8亿件包装盒，大约消耗25万吨纸，需砍伐168万棵直径10cm的树，一年仅衬衫一项就“穿”掉一大片森林[15]。又如，我国每年生产一次性筷子450多亿双，需要砍伐2500万棵树，如此下去，只要10年就会消耗光中国有限的森林资源。

(二)垃圾本身是放错地方的资源

垃圾是放错地方的资源，它具备原生材料(能源)所具有的物理化学特性，垃圾泛滥意味着经济资源的巨大浪费。表1－18列出了我国城市垃圾中的可回收资源量。

表1－18　城市生活垃圾中的可回收资源估计(万吨，%)

资料来源:江源、刘运通、邵培:《城市生活垃圾管理——推进循环经济的前沿领域》，中国环境科学出版社，2004年，经计算整理而得。

可以看出，2000年我国垃圾中的可回收利用资源总量为9600万吨，其中堆肥物4740万吨，废纸1657万吨。可回收利用资源总量比1990年增长50%。其中废纸、废塑料总量比1990年增长300%左右，废金属、织物增长260%以上，废玻璃增长210%。且随着经济增长和人民生活水平提高，城市固体废弃物中的可回收物质和可利用价值还将迅速稳定增加。可以说，垃圾是地球上唯一不断增长的物质资源。

然而，目前我国垃圾循环回收水平低，资源浪费十分严重。中国垃圾回收利用率尚不足5%，远远低于发达国家60%的回收利用水平。我国每年约有300万吨废钢铁、200万吨废纸、200万吨废塑料、100万吨碎玻璃没有得到回收利用，浪费的资源价值达300多亿元(江源、刘运通、邵培，2004)。

(三)垃圾污染破坏和损耗了大量经济资源

从垃圾污染造成的后果来说，一方面，垃圾污染直接破坏了大量经济资源，包括土地、空气、水资源等;另一方面，垃圾污染治理或垃圾处理损耗了大量经济资源。以土地资源为例，垃圾收集、运输、转运、处理都需占用大量土地。从垃圾桶、果皮箱到转运站、填埋场、焚烧厂，都要占据一定的土地空间。因此，垃圾泛滥和垃圾污染往往伴随着土地资源的侵占和破坏(不仅侵占土地资源，而且严重污染和破坏土地和农田)。据统计，我国垃圾侵占了5亿多平方米(约80万亩)土地(张越，2004)。一些城市已经很难找到垃圾填埋场所，只能向更远的农村或其他地区转移消纳。造成垃圾场越建越远，中心城区垃圾清运运输成本急剧上升，一些城市甚至出现“垃圾有处倒却没法运”的尴尬困境。以武汉市硚口区为例，过去硚口区的生活垃圾都是运往汉阳紫霞观垃圾场，2007年紫霞观垃圾场关闭后，生活垃圾都要运往陈家冲垃圾场。通过实地计算得出，垃圾车从硚口区开到陈家冲垃圾场，单程距离就有55公里左右。加上沿路清扫和收运时间，一辆垃圾车一个来回要7个小时，一天只能走两个来回。而按照硚口区平均日产1200吨垃圾看，现有的70多辆装载量5～8吨的垃圾车不歇息地跑，每天的垃圾也运不完[16]。

上面从三方面讨论了垃圾的经济负面效应(经济成本)。需指出的是，我国已经把节约资源和保护环境作为基本国策[17]。这意味着，节约资源和保护环境已成为长期深远的时间维度和全面广泛的空间维度上的一项中心使命和基本方略，而不是一个短期、局部的一般任务或权益策略。中共中央“十一五”规划又明确提出了“发展循环经济”、“建设节约型社会”的号召，如果说以前我们还能漠视垃圾对资源的浪费和对环境的破坏，那么在当前发展循环经济、建设节约型社会过程中，如此巨大的资源浪费和环境破坏是绝对不能忽视、绝对不能容忍的。

三、社会负面效应

社会负面效应主要体现在两方面:一是垃圾污染在不同经济主体之间的不合理负担;二是垃圾污染对人体健康的严重威胁。

(一)垃圾污染在不同经济主体之间的不合理负担

根据山西省环保局《山西省百县千企万民公民环保意识问卷调查》，有86.73%的居民认为“环境污染会影响社会公平，引发社会不稳定”，只有8.76%的居民认为“不会”。可见，环境污染会影响社会公平，这已成为共识。进一步地，大专以上学历的居民中，认为“环境污染会影响社会公平，引发社会不稳定”的比例约90%，中专及高中以下学历的居民中，认为“环境污染会影响社会公平，引发社会不稳定”的比例约80%。同时，中专及高中以下学历的居民回答“不知道”的比例明显高于大专以上学历的居民。如表1－19所示。如果我们假设知识越多看待问题越理性，那么90%的大学生认同“环境污染会影响社会公平”，这足以说明问题的严重性和普遍性。

当然，这里是针对一般环境污染(包括空气污染、水污染、垃圾污染等)而言的。对于垃圾污染来说，问题可能还更严重。因为，前面曾提到，垃圾污染属于存积性污染，不像空气污染、水污染属于流动性污染。在一定区域范围内(如某一地区、某一城市)，流动性污染对不同人群的影响是一样的，导致的社会不公平问题(在不同经济主体之间的不合理负担)较小。反之，存积性污染由于流动性弱，一定时间维度内，只有接近垃圾填埋、

表1－19　环境污染是否影响社会公平，引发社会的不稳定

资料来源:山西省环境保护局:《山西省百县千企万民公民环保意识问卷调查》，2006年6月7日，http://www.sxhb.gov.cn/wjdc/index.asp.经整理计算而得。

堆放场所，才能感觉到垃圾污染的危害。因此，从这个角度讲，垃圾污染导致的社会不公平问题较空气污染、水污染更严重。那么，垃圾污染导致的社会不公平问题具体体现在哪些方面。笔者以为，主要体现在以下几方面:

1.低收入者受垃圾污染影响更大。一般来说，低收入者相对高收入者更接近垃圾填埋、堆放场所，更容易直接接触垃圾，受垃圾污染影响也更大。表1－20显示了1990年美国有与没有商用危险废弃物处理设施的社区特征。该表是固体废弃物影响社会公平问题的一个基础性描述。大致来说，建有废弃物处理设施的社区比其他社区居住着更高比例的少数民族，更多的平均收入较低、处于贫困线以下的家庭。当然，到底是种族歧视还是收入原因导致不同人受废弃物污染影响不同，目前还存在争议[18]。但总体来说，低收入居民相对高收入居民更可能遭受固体废弃物污染影响。

贫困社区居民更可能遭受废弃物污染的影响，这有三方面原因(伯特尼、史蒂文斯，2004):一是政府或企业在新建或扩建废弃物处理设施场址时，可能大都选择贫困社区，因为那里土地价格便宜;二是贫困社区的居民运用政治权力去影响政府或企业决策的能力较弱;三是贫困社区可能会在废弃物处理设施附近发展起来，贫困家庭可能迁到废弃物处理设施场所周围，因为那里土地价格和房屋租金较低。

表1－20　1990年美国有与没有商用危险废弃物处理设施的社区比较

资料来源:保罗·R.伯特尼、罗伯特·N.史蒂文斯:《环境保护的公共政策》，上海三联书店、上海人民出版社，2004年。

2.农村和不发达地区受垃圾污染影响更大。城市垃圾往往运往郊区或农村直接堆置或简单填埋，郊区和农村成为垃圾污染的直接受害者。垃圾污染不仅污染农村环境，而且影响农业生产和农民生活。农村大量的生产和生活垃圾本来就缺乏专门收集处理，还得承受城市垃圾带来的种种危害，这使得问题十分严峻。

近年来，垃圾的地区间转运出现了增长趋势。以美国为例，早先的垃圾处理设施都是建在本地区，但现在几乎所有的州都在频繁地进口和出口垃圾。这些垃圾进出口活动并不仅仅在相邻的州之间进行，往往还有长距离运输。例如，新英格兰的垃圾可能被运到弗吉尼亚甚至中西部其他地区(伯特尼、史蒂文斯，2004)。由于不发达地区的土地价格及垃圾填埋成本更低，垃圾的地区间转运导致不发达地区成为垃圾倾倒场，使不发达地区居民承受了更多的环境污染和生命健康威胁，影响不发达地区的土地价值，增加了车流和交通阻塞及由此产生的空气污染。

3.发展中国家受垃圾污染影响更大。全世界每年产生的危险废弃物有5亿多吨，大部分产生于经济发达国家。这些危险废弃物处理起来复杂，且成本高昂，国际间废弃物转移便随之产生并逐年加剧，废弃物漂洋过海涌向环保法规相对不严、处理成本较低的发展中国家和地区[19]。根据美国西海岸环保组织的调查报告，美国西部回收的电子废弃物中，有50%～80%最后运往亚洲国家，包括中国、巴基斯坦、印度等。报告估计，2002年美国有约1275万台电脑报废，以80%计，有1020万台废电脑进入亚洲。美国《华盛顿邮报》、英国BBC新闻都曾披露过这个事实:中国已经成为美国电子垃圾的最大进口国，“消纳”了美国七分之一的电子垃圾(张越，2004)。除电子垃圾外，近年来发达国家将大量生活垃圾也运往发展中国家。据《东南快报》报道，2005年英国竟“创纪录”地将190万吨生活垃圾运往中国。且在短短8年中，英国运往中国的生活垃圾数量竟狂涨158倍[20]!

在发展中国家处理这些垃圾的过程中，许多有毒有害物质进入当地河床、池塘、沼泽地和灌溉渠，对当地环境和人体健康造成长久的危害。例如，中国东南沿海部分地区就遭受了这种垃圾跨国境转移带来的严重环境污染和巨大健康威胁。

4.后代人受当代垃圾污染影响严重。从时间维度上看，空气污染、水污染对环境和人体的负面影响是直接的、即期的，随着时间推移会逐渐减弱，因此，当代污染一般由当代人承受。与之相反，在一定时间维度内，垃圾污染对环境和人体的危害是逐渐累积、逐渐显露，甚至逐渐增强的。例如，塑料袋、餐盒、碗杯等一次性不可降解塑料制品降解时间很长，两三百年都不腐烂，它们进入土壤，影响土壤的物、热的传递和微生物生长，永久地改变土壤的特质。而且，垃圾污染对环境和人体健康的负面影响可能并未被人们完全了解，随着垃圾数量的增长累积，它对环境的负面影响还在积聚，各种潜在风险正在对人类形成现实威胁(张越，2004)。由此，后代人往往承受了更多的垃圾污染影响[21]。这就产生了垃圾污染的代际公平问题。

(二)垃圾污染严重威胁人体健康

垃圾造成的土壤污染、水体污染、大气污染使饮用水、农作物、动植物等内附有毒有害物质(如重金属元素和一些有机物)。这些物质通过生物链、食物链等各种途径进入人体，沉积下来，危害人体健康。例如，镉通过破坏染色体结构导致人们得痛痛病。表1－21列出了废弃物中一些重金属元素和有机物对人体健康的危害。

表1－21　固体废弃物中部分有害物质及其对人体健康的危害

续表

资料来源:根据相关资料整理汇总。

废弃物中的重金属元素除直接导致人类疾病外，还有一个潜在危害是使人提前衰老。研究表明，从25岁起各种重金属元素便开始在人体内积聚，且有高度的稳定性(不易去除)，先在软组织中沉着，然后进入骨骼，进而侵入神经组织，日积月累，使人提早出现白发、脱发、牙齿松动、皮肤失去光泽和弹性、表皮产生后色斑点、记忆力和听力下降、肌肉组织营养障碍、骨骼变脆、某些内脏器官功能衰退等现象[22]。值得注意的是，许多重金属元素威胁人体健康的作用较缓慢，一般需要较长时间(几年乃至几十年)才能显露出来，因此容易受到人们的忽视。

固体废弃物危害人体健康的途径主要有:①通过直接接触导致人类疾病;②通过饮用水导致人类疾病;③通过各类食品导致人类疾病;④通过吸入有毒有害气体导致人类疾病。如图1－4所示。

以上从两方面讨论了垃圾的社会负面效应。需要指出的是，垃圾的社会负面效应如果长期搁置、累积而得不到解决，会严重影响“社会主义和谐社会”的构建。一个明显的例子就是，近年来，“清洁了城市，污染了农村”的污染转嫁做法开始遇阻，农村和不发达地区拒收垃圾、反对在当地建填埋场事件已屡见不

图1－4　固体废弃物危害人体健康的主要途径

资料来源:李国建、赵爱华、张益:《城市垃圾处理工程》，科学出版社，2003年。

鲜，有时甚至演化成激烈的社会问题。如果说垃圾的环境负面效应、经济负面效应主要影响人与自然的和谐(如自然界的资源耗竭和环境破坏会对人类进行报复)，那么，垃圾的社会负面效应则主要影响人与人之间的和谐(如导致不同收入阶层、不同地区、不同国家之间的矛盾冲突)。显然，构建社会主义和谐社会必须正视和处理垃圾的负面效应，尤其是社会负面效应问题。

一、本书的切入点

从前面的分析至少可以得出这样两点启示:①中国城市固体废弃物形势已经非常严峻，环境、经济和社会负面效应也日益显露和突出。而且，相对于空气污染、水污染来说，废弃物污染有一定的存积性、累积性、隐蔽性和长期性。加强城市固体废弃物管制已是势在必行、刻不容缓。②城市固体废弃物管制不仅局限于垃圾清扫和街道保洁，无害化处理(建设足够的填埋场和焚烧厂)也不是终极目标。在资源、环境稀缺的约束条件下，城市固体废弃物管制要求有效地实现减量化、再利用、再循环之间的协调和平衡。也就是说，城市固体废弃物管制不仅仅要求实现垃圾“物质上无害化”，更重要的是通过政府管制增加社会福利，实现以较低的社会成本获得较高的社会收益。在这两点启示中，启示①回答了“要不要管制”的问题，启示②回答了“如何管制”(包括管制目标)的问题。为此，我们主要研究城市固体废弃物管制问题，以有效地实现废弃物减量化、再利用、再循环之间的协调和平衡，最终增加社会福利。

近年来，我国城市固体废弃物问题已经受到人们的关注，管制政策也得到了一定的重视。但是，目前我国还主要停留在介绍和引进发达国家现有的管制政策阶段，结合中国实际深入研究管制政策的文献还不多见。介绍和引进发达国家现有的政策虽给管制者制定政策提供了选择空间，但没有结合中国实际提供客观的依据对各具体管制政策进行分析评估，没有对管制者选择符合中国实际的最优管制政策提供明确的指导。显然，中国不能简单地照搬发达国家现有的管制政策，而必须对各具体政策进行深入的理论论证与实证检验，以考察各具体政策的组织反应(家庭和厂商的反应行为)、管制效应(环境效应、经济效应和社会效应)，政策可行性、适用性(及其可行范围、适用范围)，最终为政策实施提出相应的营销策略。基于此，我们通过理论与实证研究，主要考察管制政策的组织反应、管制效应与政策营销，以期为中国城市固体废弃物管制政策的制定和实施提供借鉴。

需要说明的是，我们主要研究城市固体废弃物，没有研究农村固体废弃物问题。这并非农村不存在固体废弃物问题(相反，农村固体废弃物问题已非常严重)，我们针对城市固体废弃物主要是为了提高研究的集中度[23]。当然，许多针对城市固体废弃物的管制政策实际上对农村固体废弃物也一样适用，如预收处理费用、循环补贴政策等。

二、本书的研究内容

本书各章节的研究内容如下:

第一章是导论。主要讨论城市固体废弃物的内涵和组分特征、城市固体废弃物的现状和负面效应，在此基础上，提出本书的切入点、研究内容、研究框架和主要创新。

第二章是城市固体废弃物管制政策的回顾和框架。本章先对发达国家的理论文献和中国的政策实践进行回顾和评述;然后从外部性理论切入，讨论废弃物外部性的具体特征与管制政策的理论依据;最后提出政策分析的PREM框架(管制政策—组织反应—管制效应—政策营销框架)，这是总领全文的分析框架。

第三章讨论按抛扔量收费政策。按抛扔量收费是针对垃圾的末端责任者——家庭消费者的管制政策(下游政策)，也是缓解城市垃圾问题最直接、最先使用的政策。本章在对按抛扔量收费进行理论分析和实践回顾的基础上，考察家庭对按抛扔量收费的反应，分析按抛扔量收费的实际效应。最后讨论按抛扔量收费实施的政策营销策略。

第四章讨论税收和补贴政策。税收和补贴是针对厂商的固体废弃物管制政策(上游政策)。本章在对税收和补贴进行理论分析和实践回顾的基础上，考察厂商对税收和补贴的反应，分析税收和补贴的实际效应，并以纸与废纸为例对税收和补贴的管制效应进行实证检验。最后讨论税收和补贴实施的政策营销策略。

第五章讨论押金返还制度。在固体废弃物管制政策中，押金返还制度是受到广泛欢迎和赞誉的一种管制政策。与下游管制政策针对家庭、上游管制政策针对厂商不同，押金返还制度同时针对家庭和厂商，笔者称之为综合管制政策。本章在对押金返还制度进行理论分析和实践回顾的基础上，考察家庭和厂商对押金返还制度的反应，分析押金返还制度的实际效应。最后讨论押金返还制度实施的政策营销策略。

第六章讨论固体废弃物管制政策的公众行为基础。废弃物管制政策是否有效取决于是否存在适当的公众行为基础，即社会公众自觉地对垃圾减量化、再利用、再循环(笔者称之为循环型消费行为)。由此，必须首先对城市居民的循环型消费行为进行具体测度与实证分析，以了解其现状及主要影响因素，然后，根据居民循环型消费行为的现状和影响因素，对特定居民采取特定的社会营销策略。本章通过问卷调查，运用统计计量技术，对城市居民的循环型消费行为及其影响因素进行测度，我们主要考察人口统计特征和心理意识特征对循环型消费行为是否存在影响。最后对变革公众行为(即引导居民转向循环型消费行为)，夯实管制政策的公众行为基础提出了若干社会营销策略。

第七章是结论与展望。在总结全文的基础上，提出中国废弃物管制政策制定的总体思路和政策实施的营销策略。鉴于目前中国对固体废弃物管制问题的研究还才刚刚开始，我们对这一问题的研究也只是初步的，还很不完善。根据研究心得和实践体会，笔者提出了城市固体废弃物管制政策进一步研究的领域，并对中国城市固体废弃物管制政策进行了展望。

三、本书的研究框架

本书的研究框架如图1－5所示。

图1－5　本书的研究框架

四、本书的研究方法

本书立足现代经济理论与统计计量技术，采取规范分析与实证研究相结合的方法:

一方面，本书立足现代经济理论，注重采用均衡分析、博弈分析、数理分析等方法。①在主流经济学分析方法中，以边际分析为基础的均衡分析是最常使用的方法。我们也注重采用均衡分析建立模型。例如，通过需求和供给弹性分析考察税收和补贴的垃圾减量和循环效应;通过构建几何模型探讨押金返还制度的实践效应。②从20世纪80年代开始，博弈论逐渐成为主流经济学的重要部分，甚至可以说成为微观经济分析的基础。我们也注重引入和应用博弈分析方法。例如，通过构建非合作博弈模型，对垃圾外部性导致的“公地悲剧”后果进行博弈分析;应用博弈论思想构建城市固体废弃物的管制政策—组织反应—管制效应—政策营销概念模型(PREM分析模型)。③除了使用文字逻辑推理外，我们还注重使用数理符号、方程、方法来明确假设、推导结论。例如，运用数理方法构建家庭和厂商对管制政策的反应函数模型;运用数理经济学方法论证垃圾管制政策的理论依据，等等。

另一方面，我们通过收集和整理一手资料(问卷调查)、二手资料(文献检索)，侧重运用统计计量方法对理论观点进行检验或对实际状况进行测度，以便为中国城市固体废弃物管制政策的制定和实施提供经验证据。例如，运用计量模型分析时间序列数据，考察中国城市固体废弃物的总体状况及其决定因素;运用计量模型分析跨省截面数据，考察中国城市固体废弃物的地区差异、处理水平及其决定因素;运用对数线性模型分析纸与废纸的供给和需求弹性，从而考察税收和补贴的实际效应(垃圾减量和循环效应);通过收集微观样本数据，采用描述性统计分析、方差分析、相关分析、多元逐步回归(包括Logistic回归)、判别分析等对城市居民的循环型消费行为及其影响因素进行测度;通过收集家庭层面的样本数据，对按抛扔量收费实施的预期效应进行检验，等等。我们主要采用SPSS11.5和Excel2003两种统计软件进行数据处理和统计分析。

五、本书的主要创新

本书的主要创新点可以概括为以下四个方面:

1.构建了城市固体废弃物管制政策分析的PREM框架(管制政策—组织反应—管制效应—政策营销框架)，为政策分析提供了新的视角、模型、路径和方法。近年来，中国城市固体废弃物管制问题已经得到了理论界和实践部门的重视，但目前我国还主要停留在介绍和引进发达国家现有的管制政策阶段。从实证角度研究组织(主要是家庭和厂商)对管制政策的反应、政策实际的(而非宣称的)效应、政策的实施条件和适用范围等的文献还非常鲜见。显然，中国不能简单地拿来、复制或引进发达国家现有的管制政策，而必须对各种具体管制政策进行深入的理论论证与实证检验，以具体考察管制政策的组织反应(家庭和厂商对管制政策的反应行为)、管制效应(如管制政策是否对垃圾产生量有实质性影响，是否具有很高的经济成本，是否损害了特定产业的利益，是否产生社会不公平负担等)，研究政策的可行性、适用性(及其可行范围、适用范围)，最终为实施管制政策提出相应的营销策略。为此，我们构建了城市固体废弃物管制政策分析的PREM框架，深入考察城市固体废弃物管制政策的组织反应、管制效应，并提出相应的政策营销策略。这为管制政策分析提供了新的视角、模型、路径和方法，对于推动管制政策理论在中国的发展，对于有效地制定和实施管制政策都具有一定的借鉴价值。

2.通过调查家庭感知和态度，对按抛扔量收费实施的预期效应(包括总体效应和对不同家庭的效应差异)进行了检验，为政府制定和实施按抛扔量收费提供了第一手经验证据。在经济发达国家，按抛扔量收费已经受到越来越普遍的重视，日益成为垃圾收费政策的趋势。迄今为止，中国尚未对家庭实施按抛扔量收费(目前绝大多数城市主要采用固定收费，也有少数城市开始根据自来水消费量收取垃圾费)，也缺乏对按抛扔量收费的深入研究。本书的经验研究在一定程度上弥补了这一缺陷。研究表明，垃圾按袋收费后，有45.2%的居民会减少倒垃圾的量(同时有59.7%的居民认为其他人会减少倒垃圾的量)，但亦有27.6%的居民可能会偷偷倒垃圾(且调查显示，年龄越小越可能偷偷倒垃圾)。这对于政府制定和实施按抛扔量收费提供了一定价值的实证资料。

3.通过收集微观样本数据，对城市居民的循环型消费行为及其影响因素进行了测度，为垃圾管制的公共政策和相应社会营销策略提供了一定价值的原始资料。目前中国城市固体废弃物管制意义上的循环型消费行为研究还很鲜见。现有的研究主要针对一般的环境问题(如酸雨、全球变暖、空气污染、水污染等)，调查消费者一般的绿色消费行为、环境保护行为或生态友好行为。事实上，这些环境问题有的似乎距离居民还很遥远，居民日常行为也很难显著地影响这些一般环境问题(如酸雨)。我们专门针对居民切身的具体环境问题——垃圾问题，主要调查居民日常生活中的循环型消费行为。而且，以往的研究主要关注购买行为。我们不仅关注购买行为，也关注购买后的使用、处理、废弃行为。再者，现有的研究以描述性研究(Descriptive research)居多，因果研究(Casual research)很少。本书使用方差分析、相关分析、Logistic回归、判别分析等方法首次对城市居民的循环型消费行为进行因果检验，以考察因变量(循环型消费行为)和各预测变量之间相互关系的性质。实证结果表明，城市居民的循环型消费行为主要取决于垃圾问题感知、垃圾循环知识、垃圾责任意识、个人消费观念和年龄五个变量。这对政府制定和实施公共政策和相应的社会营销策略，以引导城市居民转向循环型消费行为提供了借鉴。

4.提出中国城市固体废弃物管制政策制定的总体思路、对策建言和政策实施的营销策略，为政府制定和实施管制政策提供了借鉴。例如，提出必须根据不同的情境选择不同的管制政策:当垃圾非法倾倒不甚严重时，对垃圾直接定价(如按抛扔量收费)是解决固体废弃物外部性的较优策略;存在严重的非法倾倒时，押金返还制度则是更有效的管制政策选择。押金返还制度是最具成本有效性的，但在实施过程中要考虑在不同层次(厂商层次还是家庭层次)实施的成本差异;原生材料征税是一种间接的管制政策，管制效应比较复杂，且有一定的不确定性，因此实施原生材料征税必须谨慎;预收处理费用有一定的适用范围和适用空间，实施时必须出台相应的支持性政策体系，等等。

此外，在一些具体问题的分析论证、归纳总结上亦有所创新或有所前进。①我们对固体废弃物负面效应进行了全面归纳，指出固体废弃物负面效应不是单方面的，而是全方面的环境负面效应、经济负面效应、社会负面效应，并对固体废弃物污染与空气污染、水污染的差异进行了总结。②对中国城市固体废弃物管制政策主题的变迁进行了回顾，总结出管制政策的演变可以归纳为两个责任的转移过程:一是垃圾末端治理责任的转移，二是垃圾整合管理责任的转移。③对外部性进行了维度化拓展，根据制造者和接受者各自的数目情况将外部性分为四个维度，并总结出垃圾外部性的五点特征。这些特征决定了相应管制政策的独特性、多样性和针对性。④通过对城市居民循环型消费行为的测度和检验，指出社会营销策略的三条路径:影响心理意识变量(即垃圾问题感知、垃圾循环知识、垃圾责任意识、个人消费观念)、针对人口统计变量(重点关注年轻人)、直接影响循环型消费行为的成本收益，等等。

[1]不同大城市之间虽然地理环境等基础条件不同，但由于城市居民的消费水平都比较高，所以城市垃圾中有机垃圾含量差别相对较小——参见国家环保总局污染控制司:《城市固体废物管理与处理处置技术》，中国石化出版社，2000年。

[2]由于垃圾产生量、排放量数据不易获得，这里用垃圾清运量来替代。但严格地说，垃圾清运量与产生量、排放量不是同一个概念，计算方法也不一样。关于垃圾清运量与产生量、排放量等概念的差异辨析，参见张越:《城市生活垃圾减量化管理经济学》，化学工业出版社，2004年。

[3]为了节省篇幅，下面回归分析时不再列出具体的理论模型。

[4]需要注意的是，由于预测变量之间存在相关性，逐步回归分析也可能剔除某个重要变量，或引入重要性低的变量。因此，这里说垃圾清运量主要取决于GDP，仅仅表明我们可以从回归模型推断GDP是垃圾清运量的主要、可能的决定因素，并非意味着GDP是垃圾清运量的唯一、确定的决定因素。下文亦是这样。

[5]这里的GDP为1978年的不变价格。

[6]这里的人均总收入为1985年的不变价格。

[7]参见王建明:《我国城市生活垃圾现状的实证分析》，《当代经济》2006年第10期(下)。

[8]参见王琪:《我国城市生活垃圾处理现状及存在的问题》，《环境经济》2005年第10期。

[9]参见国家环保总局污染控制司:《城市固体废物管理与处理处置技术》，中国石化出版社，2000年。

[10]参见傅旭明:《北京垃圾处理调查》，《中国经济时报》2006年11月8日，第4版。

[11]参见张越:《城市生活垃圾减量化管理经济学》，化学工业出版社，2004年。

[12]参见李国建、赵爱华、张益:《城市垃圾处理工程》，科学出版社，2003年。

[13]参见颜丽辉、吴银彪:《城市生活垃圾处理带来的二次污染问题》，《中国环保产业》2003年第4期。

[14]当然，不同废弃物的阈值不一样，这与特定废弃物的性质有关。

[15]参见顾列铭:《商品过度包装还能大行其道吗?》，《观察与思考》2006年第18期。

[16]参见彭岚、段明明、武成:《奋力“突围”江城垃圾出路何在》，《楚天金报》2007年5月3日，第7版。

[17]早在20世纪80年代初期，我国就将保护环境作为基本国策。节约资源则是在近期确立为基本国策。根据“十一五”规划，我国共确立五项基本国策:节约资源和保护环境、保护耕地、对外开放、计划生育、男女平等。可见，我国已经把节约资源和保护环境提高到了前所未有的高度。

[18]一些学者总结出固体废弃物处理设施不成比例地建于少数民族社区，而另一些学者则认为收入因素或者社区的其他特征是主要影响因素(伯特尼、史蒂文斯，2004)。

[19]发达国家向发展中国家污染输出主要有以下形式:(1)以兜售“资源性”废物为名，通过直接贸易把“洋垃圾”转移至发展中国家，即污染物的直接输出; (2)通过提供假检验证书或其他欺诈手段，向发展中国家输出在本国禁止生产和流通的有害产品，一般是已经被淘汰的库存产品，即污染产品的输出;(3)向发展中国家输出在本国禁止生产的石棉、铸造、有色金属冶炼、化工、医药、纸浆生产等高污染产业或者项目，即对环境产生污染的技术设备和污染产业的输出。近年来，境外污染向我国转移的事件时有发生——参见沈绿野、肖田:《在WTO框架下对中国面临的跨境污染输出问题的法律思考》，2003，http://www.51lw.com/article/law/ 116.htm．

[20]参见佚名:《英国每年将190万吨垃圾用货船送到中国》，《南方日报》2007 年1月23日，第1版。

[21]当然，这里说后代人承受了更多的垃圾污染影响，这只是一种简化表述，并非确切地指下一代人必然受当代垃圾污染影响更大。事实上，垃圾污染的负面效应有时几个月后就显露出来，有时几年、几十年后显露出来，有时可能几代人后才显露出来，有时甚至几百年后继续显露出来。

[22]周云根:《人体中重金属元素的来源、危害及清除》，《中学生数理化》2006年第1期。

[23]我们没有研究农村固体废弃物还有以下几点原因:(1)农村生活水平较低，垃圾总量和人均垃圾量相对较少，垃圾的危害性也较城市小。很多学者也注意到农村居民更多地购买简化包装的产品，一次性产品和塑料制品、产品包装使用远较城市少。相应的，垃圾的危害也较城市小。(2)农村没有集中的垃圾收运，垃圾往往分散堆放，如简易堆放于屋后、沟渠低凹处。加之农村人口密度小，这使得农村垃圾问题不似城市那么严重、那么受人关注(分散堆放的垃圾相对于集中堆存的垃圾危害小)。(3)农村垃圾的再循环、再利用水平较城市高。很多在城市居民看来是垃圾的物品，农村居民往往还在以原有用途或新用途继续使用，如把空玻璃瓶当成茶杯使用。农村居民还可以将大部分垃圾通过种种途径就地处理处置，如将有机垃圾堆肥或作为燃料，将厨余垃圾喂猪、喂鸡，将煤灰、灰土等无机垃圾填河或作为地基，等等。农村甚至可以形成理想的“零垃圾”、“无污染”社会，传统的中国农村就是如此。(4)农村不像城市有专门的垃圾收集、运输和集中处理，因此，我们难以对农村垃圾的具体数量进行估计，从而研究难度也较大。