今年2月，位于北半球的英国受到了340年来最高温的“青睐”，同期莫斯科也出现了绿草茵茵的景象，美国东部原本应在4月份盛开的樱花也提前数月绽放。与此同时，北京也出现了167年来的最高气温――16℃，进入5月份以来，中国北部一些地区的平均气温高于往年1到3℃……。无数事实指向同一个结论：全球气候变暖。
联合国的气候变化政府座谈小组(IPCC)提出的最新研究报告指出，在过去的100年中，全球平均地表气温升高了0.74℃；过去50年的全球平均气温在过去的500年和1300年以来可能是最高的，20世纪的北半球可能是过去1000年中最热的世纪。
持续“发烧”的地球
在气候不断变暖的过程中，欧洲阿尔卑斯山的冰川面积比19世纪中叶缩小了1/3；非洲乞力马扎罗山的山顶冰冠自上个世纪初期至今已经缩小了80％；北极冰层在过去的50年中已变薄40％；“世界第三极”青藏高原的冰川消减速度近年来呈加速趋势，预计到2050年冰川面积将比现有面积减少28％。
根据专家的分析，地球接收到的太阳光一半多被地球南北两极的冰盖和高原冰雪以及云层反射掉，大约只有47%照射到地球表面。而冰盖面积缩小，被反射掉的太阳光减少，地球的温度就会进一步增高，从而使冰雪融化得更多，冰雪面积进一步缩小。在这种“恶性循环”的作用下，全球气候持续变暖已经不可逆转。据IPCC预测，从现在开始到2100年，全球平均气温的“最可能升高幅度”是1.8℃～4℃。
残酷的现实以及振聋发聩的预言让人们为一个日益“发热”的地球绷紧了神经。IPCC在其报告中称，国际社会对气候变暖的关注度已经超过了美伊对抗等国际事务。在前不久世界知名的《自然》杂志评选出的十大年度科学大事中，全球气候变暖榜上有名。无独有偶，英国气象学家警告说，全球变暖给人类带来的危害并不亚于核武器等大规模杀伤性武器。
人类是“元凶”
虽然导致地球变暖的因素中也有自然活动，如火山爆发，但以大规模工业化为主要标志的人类经济活动，才是气候变暖的最大推动力。IPCC的最新评估报告旗帜鲜明地指出，过去50年中，全球气温异常和快速升高与人类进入温室气体排放密集期正好相吻合。
人类活动引起的全球气候变化主要表现在两个方面：一是直接向大气排放温室气体，例如工业生产过程直接向大气排放二氧化碳和甲烷等；二是人类活动改变了气候，如森林砍伐直接削弱了大气消化CO2的能力，农业活动改变了土地利用状况而增加了大气中的甲烷。而在上述两个因素中，温室气体的排放导致气候变化最为猛烈。
二氧化碳是引起全球气候变暖的罪魁祸首。研究表明，从地球上无数烟囱、汽车排气管排出的二氧化碳约有50%留在大气里，而二氧化碳所产生的增温效应占所有温室气体总增温效应的63%。世界气象组织的研究报告指出，自1750年以来，地球大气中二氧化碳含量增长了35．4％，且目前已经远远超出了工业革命前的浓度范围，达到了65万年以来的最高峰。仅2006年全球二氧化碳的排放量就增加了33%，达到了地球有史以来的最高水平。
而一个约定俗成的研究结论是：大气中二氧化碳含量每增加25%，近地面气温将会升高0.5?C。
除了二氧化碳之外，甲烷、一氧化二氮等致热气体也在近百年人类工业化过程中与日俱增。目前发达国家仍是温室气体的主要排放者。发达国家人口虽然仅占全球的20％，但排放的二氧化碳等温室气体却占到全球的66％，其中美国名列第一，在全球二氧化碳排放量中占到四分之一。
世界经济的噩梦
动植物灭绝、各种瘟疫流行、飓风与热浪等恶劣气候频频出现……，尽管气象学家们制造的预言有点危言耸听，但由于无节制排放温室气体所导致全球变暖，人类所遭受的的“惩罚”其实早已开始。
而且气候变暖，全球经济也将为此支付巨大的代价。
联合国环境规划署发表的一项报告认为，如果在未来50年中，各国不能采取有效措施减少温室气体的排放，每年就将有高达3000亿美元的经济损失。无独有偶，IPCC也认为，如果在2030年前不能将温室气体的浓度控制在450ppm至550ppm二氧化碳当量之间，全球的GDP可能每年损失0.2％到3％。而英国政府《斯特恩报告(SternReport)》则指出，气候变暖将导致全球GDP每年降低5%到10%。
冰川的加速融化必然导致海平面上升。根据IPCC的调查，全球平均海平面在上个世纪上升了10到20厘米，而海平面上升50厘米会直接导致海岸线后退50米。目前，世界大约1亿居民居住在海平面1米以内的区域。海平面仅仅上升10厘米就可能使马尔代夫、塞舌尔等许多南太平洋海岛从地面上消失，上海、威尼斯、香港、里约热内卢、东京、曼谷、纽约等海滨大城市以及孟加拉、荷兰、埃及等国也难逃厄运。人类数百年苦心经营的工业化成果将付之东流。
干旱、火灾、热浪、风暴等极端天气是气候变暖的直接结果。据统计，20世纪90年代，全球发生的重大气象灾害比1950年代多了5倍，因此造成的年均经济损失从1960年代的40亿美元飚升至1990年代的290亿美元。IPCC报告也预测，全球变暖将使地球上近10亿人受到缺水的影响。而且由于气候恶化和生态失衡将产生大量的“气候难民”。据英国“眼泪基金会”的报告称，目前已经有2500万气候难民，预测未来50年，将会产生2亿气候难民，全球经济发展过程的补偿成本将随之无节制地放大。
农业是气候变暖中最为脆弱的行业。由于全球气候变暖带来的旱灾，世界银行在撒哈拉沙漠以南非洲地区开展的农业扶贫项目中有四分之一面临危机。不仅如此，联合国粮农组织研究报告指出，如果气温升高2摄氏度，农业可能减产30％；如果不对气候变暖采取任何措施，到21世纪后半期，全球主要农作物如小麦、水稻和玉米的产量最多可下降36%，进而严重影响全球的粮食安全。
经济落后国家将成为全球气候变暖的“重灾区”。特别是非洲地区，撒哈拉沙漠面积扩大已经成为该地正面临全球气候变暖威胁的主要“标志”。尽管非洲是废气排放量最少的大陆，但由于经济落后，贫困严重，应对自然灾害的能力也更脆弱。
克服变暖知易行难
面对“全球变暖”，世界各地都泛起了一股象征式的运动：悉尼全城熄灯一小时警示全球变暖问题，并把这一小时命名为“地球时间”。法国首都巴黎等多个城市也拉闸关灯数分钟，埃菲尔铁塔的2万盏灯全部熄灭……事实上，这些立足于选举政治或宗教信条的行动不足以抵抗全球变暖。抗拒全球变暖需要全球协同行动和各国制定长效政策。
从目前来看，抗拒全球变暖有两条思路，分属于两大相互不妥协的阵营。持第一种思路的国家相信人类活动是全球变暖的主因，并主张通过大幅减少温室气体排放或限制温室气体排放来遏制全球变暖。这一派由《京都议定书》批准国，尤其是欧洲国家代表。持另一种思路的国家则不相信人类活动是全球变暖的主因，他们主张通过本国科技创新来减少能耗和发展替代能源，并主张用高科技来应对地球自身不可避免的全球变暖问题。持这一种思路的国家以美国为代表。
在G8峰会之前，美国总统布什抛出了一项名为“气候变化动议”的计划，呼吁全球主要经济体与美国一道，在他任期结束前就减少二氧化碳排放的全球目标达成一致。但布什的“气候变化动议”仍然没有就减排规模做出承诺，更没有提及具体的时间表。不仅如此，布什仍主张不通过政府的强制措施而是市场的自主安排达到减排。
6年前，布什政府以“减少温室气体排放将会影响美国经济发展”和“发展中国家也应该承担减排和限制温室气体的义务”为由，宣布退出《京都议定书》。如今布什旧话重提，其精心策划的“气候变化动议”无非是原有心迹的再版。
当然，“气候变化动议”要最终取代2012到期的《京都议定书》恐怕没那么容易。布什的倡议必然会遭到欧洲国家的怀疑和反对。
让发展中国家承担与发达国家同步或同等份额的减排和限排义务，是不公平的，但是，任何国家都没有权利永久逃避此类义务。因为对于任何国家而言，如果只顾自身利益，最终也逃不过全球变暖的惩罚。正如联合国政府间气候变化专门委员会的报告所强调的，无论哪个国家或地区，面对全球气候变暖，谁都不会成为真正的赢家。
中国无法置身事外
与中国经济高速增长招徕全球关注的目光一样，中国温室气体的排放规模和程度以及可能造成的危害也成为国际舆论的关注点。总部设在巴黎的国际能源署估计，中国2007年将有可能取代美国，成为全球最大的年度温室气体排放国。
《纽约时报》甚至在最显眼的位置作出评论，虽然中国正在快速发展核能、风能等清洁能源，但煤炭的消耗量仍然很大，煤炭虽然便宜但污染更大。所以美国担心如果中国不设置二氧化碳的排放限额，将抵消其他国家减少温室气体排放的努力。
按照《京都议定书》，中国作为发展中国国家并不承担减排义务，而且还可以依托“清洁能源机制”享受到发达国家提供的减排技术与资金的支持，但中国政府愿意承担更多的社会责任。
由中国气象局、中国科学院等六部门联合的《气候变化国家评估报告》指出，20世纪中国气候变化趋势与全球变暖的总趋势一致。近100年来的平均气温已经上升了0．5至0．8℃。今后气候变化的速度将进一步加快，到2022年，中国的平均温度有可能上升1.7度，到2050年可能上升2.2度。
IPCC的报告也指出，由于中国的人均自然资源拥有量已十分紧张，全球变暖给中国带来的影响比对发达国家要大得多。事实也确实如此，据统计，我国每年受各类灾害影响的人口达4亿人次，造成的经济损失平均高达2000多亿元。
中国气象局的评估报告认为，气候变暖将使黄河及内陆河地区的蒸发量可能增加15％左右，旱涝等灾害的出现频率会增加，并加剧水资源的供需矛盾。预计2010年至2030年中国西部地区每年缺水量约为200亿立方米。不仅如此，到2030年，中国沿岸海平面可能上升幅度为0．01米至0．16米，导致许多海岸区洪水泛滥的机会增大，产值近3亿元的沿海旅游业将丧失殆尽。
气候变化是各国共同面临的问题，中美两国都在积极采取行动减少温室气体排放，遏制气候变化。有效的温室气体减排政策必须能够有效减少交通领域和工业来源中的温室气体排放，并显著提高能源使用的效率。在美国，上述三个领域被比喻为一条板凳的三条腿，缺一不可。在中国，虽然燃煤仍然是全国碳排放的主要来源，但是有专家认为，如果中国进入工业化和城镇化后期，建筑和交通的碳排放将大幅上升。因此，应当前瞻性地关注交通领域的碳排放控制。本文将通过评述一个关于美国加州低碳燃料标准的诉讼案例（RockyMountainFarmersUnionv.Corey），介绍美国和加州的温室气体减排法律与政策，并为中国提供参考。
一、背景介绍：美国联邦和州的温室气体减排行动
奥巴马当选美国总统后，开始积极采取措施应对气候变化。美国国家环保局已经于2009年12月将二氧化碳认定为大气污染物，众议院也通过了一些综合性的气候变化法案，例如《美国清洁能源与安全法案》、《2010美国能源法》等。但是，政党和利益集团的斗争却使得这些立法迟迟不能被参议院通过。
尽管如此，联邦和各州仍采取了各种应对气候变化的措施。例如，美国国家环保局公布了新造及现有电站与工业污染的减排标准，并对各州了关于工业减排“最佳可用控制技术”（BACT）的指导性意见。各州也在积极地开展减排项目，例如9个州政府参与了关注州内交易机制的区域温室气体减排行动（RGGI），37个州设立了可再生能源使用的最低标准或目标。在交通领域，联邦或州关注对燃料和机动车生产者的规制，推动燃料和机动车产品结构的转型。采取的措施包括推行并提高公司平均燃料经济标准、推行低碳燃料标准和可再生燃料标准、鼓励环保车辆的生产和销售、制定机动车碳排放标准等。
加利福尼亚州在过去五十年一直是所有空气污染规制行动的领跑者。加州已经发现温室气体正在危害该州的自然资源、公共健康和福利。为此，加州空气资源委员会（AirResourceBoard,ARB）颁布了一系列温室气体法令。加州于2006年通过了《加利福尼亚全球温室效应治理法案》（简称AB32），要求州温室气体排放在2022年前减少至1990年水平。在交通领域，加州空气资源委员会2007年设计实施了低碳燃料标准（LowCarbonFuelStandard,LCFS）来“为清洁交通运输科技创造一个持续性的市场”，使用“市场机制来稳定地引入低碳燃料”，旨在于2022年前从交通运输燃料中削减1600万吨的温室气体排放。
二、加州低碳燃料标准概述
低碳燃料标准规制的对象是燃料提供者（包括生产者和进口者），它为加州使用的燃料碳排放强度（单位燃料生命周期中产生的碳排放量）规定了逐步下降的标准，并通过市场交易机制鼓励企业使用碳排放强度低的燃料。具体做法如下：
（1）被规制的公司提供的每一种燃料都被设定了一个逐年下降的碳排放强度上限。
（2）被规制的公司有义务计算和报告实际使用的每种燃料的碳排放强度。计算方法基于一种专门计算交通领域温室气体排放的生命周期分析模型（Greenhousegases,RegulatedEmissions,andEnergyuseinTransportation,GREET）。该模型从1996年研发至今经历了多次更新和严格的专业同行评审与公众审查。根据该模型，每种代用（非石油）燃料的碳排放强度可以通过以下方法之一来计算：
方法一是一种简化的、一般性的计算方法。该方法下的基准值是某类燃料的一般默认值，基于通常在加州销售的燃料的平均碳排放强度值设定。
方法二是一种特殊化的计算方法，对更低碳的清洁燃料生产者更为有利。
排放值低于生命周期平均值的燃料的生产商可以选择通过方法二获得专属的、低于默认值的特别碳排放强度值。
（3）将报告的实际碳排放强度值和标准值进行比较，碳排放强度高于适用标准的燃料会产生超标量（deficits），碳排放强度低于适用标准的燃料会产生达标余量（credits）。一般而言，企业使用化石燃料（如汽油、柴油）的超标总量必须等于或低于低碳替代燃料（如乙醇、可再生柴油、生物柴油）的达标余量，才能被认为执行了标准。
（4）高出的达标余量可以进行交易。企业可以通过在加州销售平均质量等于或高于标准的燃料来满足标准，也可以用往年剩余的账户盈余、从其它方面购买来的达标余量来抵消自身的超标量。被监管方根据它们对市场情况的成本收益分析自行选择满足低碳燃料标准的方式。可见，由于更低碳的低碳燃料能够让燃料供应商达标或通过销售达标余量而获益，所以很多更清洁的低碳燃料都在加州市场上获得了价格溢价，这激励了燃料提供商在提供的燃料结构中增加清洁燃料的比例。
三、案件诉讼过程和法院的论证
由于将燃料整个生命周期中的碳排放考虑在内，一些与地理位置相关的因素（燃料产地、运输距离等）会影响燃料的碳排放强度值，这使州外的燃料生产商感到压力，向法院起诉加州空气委员会，认为低碳燃料标准违反宪法中州际贸易条款，歧视州外的燃料生产商。
区法院在一审中支持了原告的诉讼请求，认定加州空气资源委员会的低碳燃料标准违反宪法中的州际贸易条款，并发出禁止令制止该标准的实施。加州空气委员会及其他原告向联邦第九巡回法院上诉后，法院撤销了禁止令，将案件发回原审法院重审。而后，一审原告石油公司和乙醇公司等又申请联邦最高法院审查该案件。2014年6月30日，联邦最高法院驳回了这个申请。
该诉讼争议的焦点在于，加州低碳燃料标准是否违反宪法中的州际贸易条款（早期的美国法院将宪法解释为排除州规制州际贸易的权力）。如果一州的法律对州外的组织构成了歧视，或者规制了完全发生在州外的贸易，则会被视为违反宪法而无效。虽然我国并不存在州法规制州际贸易的问题，但是在地方试点实施低碳燃料标准，从而产生类似贸易歧视的效果，依然是可能出现的问题。另外，法官逻辑严密的论证，以及在对碳排放规制及公平贸易的权衡中体现的智慧，值得我国借鉴。
第九巡回法院的判决在本案中至关重要。法官的论证首先肯定了考虑燃料生命周期这一科学问题的正当性，而后就标准是否构成歧视和是否规制了完全发生在州外这两方面对法律问题进行了分析。
首先，第九巡回法院认为，考虑燃料生命周期的碳排放强度计算方法是合理的。如果一种燃料在生产和运输过程中产生的温室气体高于末端燃烧产生的减排量，那么实际上就没有任何减排改善作用。区法院忽视了原料转化为燃料过程中消耗的电、生产制造乙醇的植物碳排放强度、以及对原料、乙醇和副产品（co-products）的运输产生的碳排放。对加州而言，产生在州内和州外的温室气体对气候变化的影响是相同的。即使这些因素与地理位置紧密相关，也不能否认这些因素影响着燃料的实际的碳排放，而这种实际碳排放是全面评价燃料的碳排放强度所必需的。
其次，法院认为，加州考虑与燃料生产运输过程中的运输距离和电力来源这两个因素没有对其他州燃料产品构成歧视。因为“这些因素对温室气体实际排放产生影响，继而影响加州，加州如果想削减温室气体排放，必须在评估替代性燃料时考虑所有引起温室气体排放的因素”，虽然加州低碳燃料标准中对不同区域分类设定不同的基准值，但这是为了准确评估和控制温室气体排放，而非为了保护本地的乙醇生产者。“这种分类考虑到不同地区的乙醇生产者使用的电力来源不同，例如中西部的乙醇生产者更可能使用以煤为原料的不清洁火电，而燃煤产生的温室气体排放也应当被计算。”总之，加州对燃料的规制是基于其碳排放强度，而非其产地，而碳排放强度的计算方法对州内和州外的燃料供应商都是平等适用的。“在这类案件中，既没有表面上的歧视，也没有出现不当的目的，证明歧视的举证责任特别高”，而原告并没有达到这种举证标准，所以法院认定不存在歧视。
最后，法院认为“加利福尼亚基于燃料的有害属性进行了适当的规制，它并没有控制完全在州外发生的乙醇生产和销售”，因为标准“没有采取任何措施确保加州的乙醇价格比其他州更低，也没有对违反标准的完全在州外进行的交易设定民事或刑事处罚”。“州际贸易条款并没有仅仅因为原告的产品被运输到州外，就保护原告使他人为其燃料产品造成隐藏的损害付出代价，燃料标准对州际贸易的影响是附属性的，并未控制完全发生在州外的行为。”
总之，第九巡回法院的判决否定了州法院关于加州低碳燃料标准违宪的认定，认为标准没有构成表面上或目的上的歧视，也没有规制州外的厂商，因此将案件发回原审区法院重审，并在判决之前撤消了州法院对该标准的禁止令。
原审原告如果仍认为标准违宪，需要证明标准“对州际贸易设定的负担明显超过了公认的本州利益”，并由法院进行利益权衡，但原告能够充分举证的可能性很小。
加州低碳燃料标准案是第一个处理“州采取产品生命周期分析的方式评价机动车燃料对全球变暖潜在影响”是否违宪这一问题的上诉案件。第九巡回法院认可了加州的燃料生命周期评估方法，认可不仅考虑使用清洁能源减少的温室气体排放，也考虑该燃料整个生命周期中的温室气体排放。这一案件对加州温室气体减排具有重要的意义。
四、对中国的启示
加州的低碳燃料标准对我国未来的低碳交通政策富有参考价值。
第一，对石油销售企业的规制对调整燃料生产和消费结构至关重要。在我国，发展低碳交通，使用清洁燃料是必要途径，但是目前清洁燃料的推广存在困难。以清洁燃料中的生物柴油为例，虽然《可再生能源法》、《可再生能源中长期发展规划》都鼓励生物液体燃料的生产和利用，甚至2015年出台了专门的《生物柴油产业发展政策》，但是，由于根据《可再生能源法》的规定，生物柴油只能销售给成品油流通企业。而如果成品油销售企业拒绝采购，生物柴油仍然难以进入成品油销售体系，这又导致生物柴油生产厂商生存困难。因此，未来的低碳交通政策中，应当对成品油销售企业设置激励，使其能够通过购买和销售更清洁的燃料而获利，继而使清洁燃料生产厂商有利可图，形成良性循环。
第二，低碳燃料标准的制定基于充分的科学技术论证和同行评审，采用了碳排放强度生命周期分析方法，通过科学模型计算出燃料原料植物种植、为种植植物而改变土地用途、燃料生产、转化、运输、使用等全过程的碳排放强度，有助于全面评估燃料产生的碳排放，而不会仅关注末端排放而顾此失彼。我国在制定类似的低碳燃料标准时，也应当纳入全过程管理思路和以科学模型为依据的排放规制模式。
第三，该标准体现了命令控制与市场机制相结合的规制手段。除了设定具体燃料的最高碳排放上限和默认值之外，交易制度的使用对企业改变其燃料生产比例、提供更多更清洁的低碳燃料提供了激励。随着中国低碳交通方面的法律法规的发展，也应结合命令控制与市场机制，将有关碳排放强度的交易机制纳入碳交易市场，此外，也应当完善碳排放强度的计算、报告机制和信息公开、社会监督。
第四，中国虽然不是联邦制国家，但是也可能存在地区间标准不同导致的矛盾。例如经济发达的江浙沪一带，可能出现为了经济发展竞相污染的问题，因此，标准制定的省际协调是需要前瞻性研究的问题。另外，由于温室气体的影响是全国性而非区域性的，应当逐步建立全国统一的标准和交易市场。
水生植物修复污染水体过程中，因有机物的降解及氮磷的去除，释放温室气体，对环境造成二次污染。温室效应造成的气候变化引起了人们的广泛关注，温室气体浓度的增加是引起温室效应的主要原因，因此温室气体的“源一汇”受到了广泛的关注。大气中CO2,CH4、和N2O的浓度增加对温室效应增强的总贡献率占了将近80%，是温室效应的主要贡献者，且其大气浓度仍分别以年均0.5%,0.8%和0.3%的速率在增长。目前，对于温室气体排放的研究多集中于农田、水库、湖泊及天然湿地等方面，对于污水处理过程中温室气体(CO2,CH4、和N2O)排放研究很少，而水生植物修复污染水体过程中温室气体排放的研究鲜见。
依托生态治理工程，采用江苏省农业科学院自主研发的原位收集和释放气体装置，监测凤眼莲(Eachhornaacrassapes)深度净化污水厂尾水过程中温室气体(CO2,CH4、和N2O)排放通量的季节变化特征和沿程变化特征，并探讨温室气体排放通量的相关环境因素，为凤眼莲深度净化污水厂尾水生态工程提供理论支撑。
1材料与方法
1.1污水处理厂与深度净化塘概况
南京市高淳区东坝污水处理厂(31。17'28.0"N,119。02'29.3"E)，主要污水来源于东坝镇及附近的生活污水，采用A20工艺处理污水，日接纳污水能力为2000t，实验期间日均处理生活污水1024to未构建尾水深度净化生态工程前，生活污水经污水厂处理后直接排入连通太湖的青河。
如图1所示，深度净化塘采用三级串联方式组成。深度净化塘各级长度均为105m，深1.2m，其中第一级深度净化塘宽为25m，第二、三级深度净化塘为27.5m，总有效容积为7500m3，之间采用土夯方式隔开，深度净化塘底部和岸堤均铺设防水布防止底部渗漏至地下水。进水口和出水口均设置流量计监测污水净化量。出水口设置溢流堰保持深度净化塘水深为1m。污水厂尾水全部进入深度净化塘，其水力负荷为((0.13±0.03)m3·m-2·d-1，TN负荷为((1.21±0.10)g·m-2·d-1,CODMn负荷为（0.57±0.02)g·m-2·d-1,TP负荷为(0.05±0.00)mg·m-2·d-1。2015年5月底凤眼莲种苗投放完毕，种苗投放量为0.6kg·m-2。在进水口、一级、二级及三级净化塘出水口沿程设置4个监测点(图1)，将采气装置放置在监测点连续采气，并在附近设置水质监测点采集水样。〕
1.2进水情况
该尾水深度净化生态工程进水为高淳县东坝污水处理厂尾水，尾水水质执行GB18918-2002一级A标准，水质因季节和时节不同有所差别。工程运行期间，污水处理厂尾水ρ（TN）为(9.27±3.31)mg·L-1,ρ(TP)为(0.39±0.O5)mg·L-1}P}NHa+-N)为(0.4910.07)mg·L-'，CODn, 为(4.3810.65)mg·L-'，水体p(DO)为(5.4012.21)mg·L-',pH值为7.3610.28。
1.3采样及分析方法
采用江苏省农业科学院自主研发的气体收集装置(图2)采集气体，综合考虑凤眼莲的生长特征、温度和产气量变化等因素，在8-9月，一次采气过程持续7d，连续采气，采集3次;10-11月，一次采气过程约持续15d，连续采气，采集2次。为减少误差，统一在上午8;00-11;00采集气体，气体的采集和测定方法参考文献[21}。每个采样点设置3套采气装置。当集气罩内气体积聚形成气泡时，根据排水集气法原理自动将气体吸入集气瓶，通过集气瓶的质量变化来计算产气量。采用气相色谱仪测定各气体组分浓度，采用峰面积外标法定量各气体浓度，各组分气体释放通量的计算方法为
En=Cn}XPn},XE，(1)
E=(oielTjX2}3.}s/(2}3.}s+t)，(2)
V=(W，一巩)/D。(3)式(1)一(3)中，乓a为气体释放通量，即单位面积水体单位时间释放气体的量，g·m_zm·h-'-乓a为气体组分浓度，%;pn}为标准状态下被测气体密度，g·L-';E为标准温度标准压力下水体释放气体的速率，mL·m_zm·h-';V为收集的气体体积，L;S为集气罩覆盖水体的面积，mz;T为收集气体所用时间，h;，为收集气体过程中的平均温度，℃;W，为试验开始前装满水的集气瓶质量，g}}z为收集气体结束后集气瓶质量，g;D为室温(O}t}50℃)下水的密度，g·mL-'。
采用德国SEALAA3连续流动分析仪测定进水及各级出水总氮(TN),铰态氮(NHQ'-N),硝态氮}N03--N}和总磷ATP)浓度，采用酸性高锰酸盐滴定法测定高锰酸盐指数(CODM )，采用多功能水质测定仪(YSIProPlus,USA)现场测定水温(c),DO浓度和pH值。每隔15d采集凤眼莲植株，采用重量法现场测定生物量。〕
1.4数据分析
采用Excel2007和Sigmaplot12.5软件进行数据整理和相关性分析，用Origin8.5软件作图。统计检验显著性水平为a=0.OS〕2结果与分析2.1试验期间水体主要理化指标变化
2015年6-11月，深度净化塘凤眼莲单位面积生物量和总生物量分别由(0.6010.09)kg"m-Z和(4.5010.64)t增至(22.7312.82)kg"m-Z和(170.50121.17)t。由表1可知，水体温度变化范围为13}270C,8月水温最高。DO浓度变化维持在3.07.0mg"L-‘之间，属好氧状态，10-11月进水DO浓度大幅增高，各级出水DO浓度也呈递增趋势。水体pH值基本维持在7.07.6左右，属于微生物硝化反硝化的最佳pH值范围，随月份推移变化的幅度高于沿水流方向上的变化幅度。由上述结果可知，凤眼莲三级净化生态工程水体主要理化指标季节变化较明显，沿程变化较小，基本维持在一个较稳定的生态系统中。〕
水体氮磷污染物指标如图3所示，水体主要污染物TN,NHQ'-N,N03--N及TP都得到有效降解。监测周期内，进水p(TN),p(NHQ'-N),p(N03-N)及p(TP)平均值为9.27,0.49,7.63和0.39mg·L-'，三级净化出水平均值为2.96,0.21,2.20和0.14mg·L-'，其中TN浓度接近地表V类水标准，TP浓度优于地表V类水标准，三级净化去除率达68.07%,71.14%,57.28%和64.21%，凤眼莲深度净化生态工程对污水厂尾水具有明显的氮磷去除及水质改善效果。监测周期内，进水CODn, 均值为4.38mg}L-'，三级净化出水均值为4.75mg·L-'略高于进水，原因可能是污水厂尾水CODn, 处于较低水平，深度净化塘对尾水有机物的进一步去除效率不高，且水生植物根系的分泌物会在一定程度上增加CODn, 。三级净化出水CODn, 低于111类水标准〕
2.2温室气体排放特征
2.2.1排放通量
2015年8-11月，对凤眼莲深度净化生态工程中温室气体(COZ,CH、和NZO)排放进行监测，根据每月实际采样分析结果，计算凤眼莲深度净化尾水系统中COz,CH、和Nz0的月平均排放通量(表2)o
表2显示，凤眼莲深度净化塘COZ,CH、和NZO排放通量范围分别为。}0.136,0}0.263和0.6082.561mg·m_Zm·h-'，平均排放通量为0.058,0.076和1.539mg}m-Z}h-'。在整个试验周期内，凤眼莲深度净化塘累积排放1.273kgC0z,1.685kgCHQ及33.590kgNzO。
2.2.2月份变化特征
如表2所示，随着月份变化，COZ,CH、排放通量呈现明显降低趋势，8月排放通量达最大值，排放通量分别为0.136和0.608mg}m-Z}h-',10月和11月排放通量接近零，这可能与冬天水温降低及DO浓度、pH值升高有关。由表3可知，COZ和CHQ排放通量与水温的相关系数分别为O.s67(P<0.Os)和0.s24(P<0.Os)，呈显著正相关关系;COZ排放通量与DO浓度、pH值的相关系数分别为-o.sss(P<o.os),-o.606(P<o.os，呈显著负相关关系;CH、排放通量与DO浓度、pH值的相关系数分别为一0.3s4和一0.471，呈负相关关系，但相关性不显著。
NZO排放通量没有明显的季节变化趋势，排放通量从大到小依次为9,11,10和8月。9月排放通量达最大值，为2.s61mg·m_zm·h-'}NZO是硝化过程中的副产物，反硝化过程的中间产物，是不完全硝化或不完全反硝化的产物。研究表明，NZO的生成及排放与水温、DO浓度、pH值、底物浓度及植物覆盖度等因素密切相关。该研究中Nz0排放通量与水温、DO浓度及pH值相关系数分别为-0.130,-0.217和一0.178，均未表现出相关性。
2.2.3沿程变化特征
三级净化生态工程温室气体排放通量沿程变化特征如图4所示。在沿程方向上，温室气体排放通量呈现出先升高后降低趋势，呈现明显的沿程变化特征，总体上进水端高于出水端。COZ排放通量在二级净化塘出水口达到最大值，排放通量为0.092mg·m_Zm·h-',CH、和Nz0在一级净化塘出水口达到最大值，排放通量分别为0.178和3.657mg"m_Z"h_'。由表1可知，沿程方向上水温没有明显变化，DO浓度维持在好氧状态，且pH值维持在在最佳范围，NZO产生量与碳氮浓度密切相关，排放量与水生植物覆盖度有关，TN和N03--N呈递减趋势。相关性分析结果(表3)表明，NZO排放通量与TN和N03--N相关系数分别为0.477和0.428,呈正相关关系。
3讨论
3.1凤眼莲三级净化生态工程温室气体排放通量
与相关研究相比，该研究中COZ和CH、排放通量较小，NZO排放通量较大。沙晨燕等[z3}运用静态箱一气相色谱法对Olentangy河湿地4种不同类型河滨湿地的CH、和COZ排放通量进行研究，发现不同类型河滨湿地CH、和COZ排放通量从大到小依次为自然湿地((0.33}85.7mg}m-Z}h-')、人工湿地(0.0220.5mg·m_zm·h-')和半人工湿地(-0.040.09mg}m-Z}h-'),COZ排放通量由大到小依次为自然湿地(13.1}53.5mg}m-Z}h-')、半人工湿地(一0.7一132.9mg·m_zm·h一‘)和人工湿地(一13.3-51.6mg·m_zm·h-')。黄国宏等应用封闭箱法对辽河三角洲芦苇湿地CH、释放通量的研究结果表明，在5-11月，其释放通量为一968}2734},g·m_2m·h-'}WU等[251利用人工湿地系统处理污水的研究表明，潜流和表面流人工湿地系统N20平均通量为296.5和28.2},g·m_Zm·h-'，远低于笔者研究结果。根据KHALIL等对全球N20产生源的估计，污水处理过程N20年释放量为0.3x10'2一3.Ox10'2kg，占全球N20总释放量的2.5%一25%}KA-MPSCHREUR等综合分析相关文献得到:在实验室规模的生物脱氮过程中可能有。一90%的氮会转化为N20;在大规模城镇污水厂的污水生物脱氮过程中可能有。一14.6%的氮转化为N20}
3.2COZ和CHq排放通量影响因素
尾水深度净化生态工程系统内，C02和CH、主要通过植物传输由水体进入大气，植物传输受水生植物种类、覆盖度及植物传输机制的影响。水温不仅可以通过影响气体分子的扩散速度及其在水体中的溶解度来直接影响气体交换通量，还可以通过影响微生物活性间接影响温室气体产生的地球化学过程[2A1。监测周期内，C02和CH、释放通量与水温呈显著正相关关系，这与以往的研究结果[zy-3z}相一致。pH值直接影响水体碳酸盐体系(C02,C032和HC03-)的动态平衡及分布，控制水体C02浓度,，水一气界面C02交换通量与pH值通常表现为负相关关系。笔者研究结果表明:COZ释放通量与pH值呈显著负相关关系，CH、释放通量与pH值呈负相关关系，与以往研究结果相同。但COZ和CH、排放通量与凤眼莲生物量呈显著负相关关系，与以往研究结果不一致。这可能是因为水温是控制COZ和CH、排放的关键因素，11月凤眼莲生物量增加，但生长缓慢，水温下降幅度很大。
TREMBLAY等[351的研究显示:DO浓度与水库中COZ,CH、释放通量呈显著负相关关系。沉积物中产生的甲烷不完全进入气泡中，一部分通过扩散上升到水面。上升过程中，由于DO浓度逐渐升高，产生的大部分甲烷被有氧一缺氧临界面的甲烷氧化菌消耗。笔者研究发现，COZ释放通量与DO浓度呈显著负相关关系，CH、释放通量与DO浓度呈负相关关系。对碳循环而言，有机物在有氧状态下产生COZ和CHQ，在缺氧状态下主要产生CHQ，因此，COZ和CH、排放通量与水体有机物浓度有关。笔者研究中COZ,CH、与CODn, 无相关性，可能是因为进水有机物浓度过低，基本不降解，因此由有机物降解产生的COZ和CH、量很少。
3.3NZO排放通量影响因素
水温直接影响微生物活性及酶活性，笔者研究结果表明，NZO释放通量与水温没有相关性，这与以往研究结果不符，但目前对于水生植物修复技术及人工湿地处理系统中水温与NZO释放的相关关系没有明确结论。可能是由于水生植物的存在造成了复杂的硝化一反硝化微生物环境，不是简单的水温影响微生物活性进而影响NZO产生的过程。有研究表明在植物生长季，由于植物组织向根系传输了更多氧气，改变了根际溶氧微环境，从而促进人工湿地系统释放出较多。但也有研究表明人工湿地系统的最高释放量发生在植物枯萎衰败的秋季。笔者研究结果显示:11月，凤眼莲开始腐败脱落，NZO释放通量开始增加，此与上述研究结果相符。植物可通过吸收作用除氮，植物生物量越多，吸收的氮也越多，NZO的排放就越少该研究结果显示NZO排放通量与凤眼莲生物量呈正相关(P>0.OS)，与其他文献结果不一致。
pH值通过影响微生物的活性间接影响NZO释放通量，微生物活性一般在中性或弱碱性环境下最高，pH值越低，NZO释放通量越大，两者之间呈负相关关系[ao。笔者研究中，NZO释放通量与pH值没有相关关系，可能是pH值变化范围较小，基本维持在最佳的反应条件，pH值不是控制CH、和NZO产生的关键因素，而是其他因素造成Nz0释放通量的变化。NZO是硝化过程中的副产物，反硝化过程的中间产物。硝化过程中DO浓度过低是造成NZO产生的最主要原因;反硝化过程中DO浓度过高可导致NZO还原酶活性降低或失活进而造成NZO积累。
4结论
(1)通过凤眼莲生态工程深度净化污水厂尾水，出水水质得到较大改善。出水pSTN)和P}Tp}分别为(2.9611.77)和(0.1410.08)mg·L-'，远低于GB3838-2002一级A标准。
关键词：污水处理；温室气体排放
中图分类号：TE08文献标识码：A
一、污水处理过程中温室气体排放研究的意义
污水处理厂主要温室气体的排放源是能量消耗、药品消耗和生物转化，其中能量消耗及药品消耗引起的GHG（温室效应气体）排放量占总排放量的50%-70%。在典型的二级城市污水处理厂电耗中，污水提升占10%-20%，污水生物处理（主要用于曝气供氧）占50%-70%，污泥处理占10%-25%。污水处理的生物处理阶段的能源消耗最多，引起的温室气体排放量最高。
根据《2006年IPCC国家温室气体清单指南》将N2O排放量折算为CO2当量排放量，则2003一2009年污水处理的N2O排放量约占温室气体排放总量的50%。污水处理中产生的N2O90%来源于生物处理的脱氮过程，且脱氮过程的需氧量占生物处理过程总需氧量的50%，曝气供氧类能耗也将占生物处理过程总曝气供氧类能耗的50%。因此脱氮过程是污水处理厂的温室气体的排放主要来源。
分析传统脱氮过程温室气体的排放来源和产生途径，可以明确脱氮过程中温室气体排放的关键因素，提出降低温室气体排放的措施。分析各种新型脱氮工艺的特点，并结合脱氮过程温室气体排放的关键因素，可得出各种新型脱氮工艺的温室气体排放情况，通过比较选出温室气体排放量较低的脱氮工艺，指导污水处理行业的低碳运行。
污水处理温室气体排放研究的最终目的是寻求温室气体减排途径，但污水处理温室气体的排放问题不可能仅通过一项措施的实施得到根本解决，需要根据实际情况，综合考虑当地的自然地理及经济条件、实际的污水水质水量情况、污水处理工艺类型及运行条件等因素，确立合理可行的温室气体减排方案。
二、污水处理过程中的温室气体排放现状
1、污水处理中N2O的排放
目前污水脱氮过程中排放的N2O总量约为(0.3-3)×109t/a，已知的污水处理过程中的N2O源与汇不能平衡，约有40%的源还不清楚；Kampschreu等对前人研究的总结表明，小试污水脱氮可能有0%-90%的氮转化为N2O释放，污水厂污水脱氮中转化为N2O释放的氮为0%-14.6%；N2O是不完全硝化或不完全反硝化的产物，影响N2O产生与释放的因素有DO、C/N及微生物种群等，同时污水厂的设计与运行条件对N2O的释放也有很大的影响。
污水厂N2O的排放主要是活性污泥单元，其它可能排放N2O的单元包括沉砂池、初沉池和二沉池。研究表明，污水厂排放的N2O中活性污泥单元、沉砂池和污泥储存池分别占90%、5%和5%。其中，沉砂池排放的N2O随下水道污水中NO2浓度增加而增加。
污水厂排放N2O产生于处理工艺中的缺氧阶段。在缺氧阶段，小部分N2O直接排放，大部分溶解于水中；在曝气阶段，溶解的N2O因曝气作用而逸出，但由于N2O在水中有相对较高的溶解度，从水中逸出速率很慢，其整个释放过程会延续至出水流入河流后，且曝气阶段的释放量远小于出水释放量。
2、污水处理中CH4的排放
污水厌氧处理产生的污泥量少，能耗低，而且所产生的CH4可以回收利用。采用厌氧工艺的污水厂排放的CH4按其来源可分为进水中溶解的CH4和厌氧环境生成的CH4，其中进水中溶解的CH4主要来自于污水在管道输送过程中的厌氧反应。
污水厂郊区化造成污水输送距离长，管道中的厌氧环境会在污水输送过程中产生大量CH4。Guisasola等和Foley等研究了污水管道中CH4的形成，发现水力停留时间HRT越长或污水接触管道的表面积与体积比（A/V）越大，污水管道中产生的CH4越多。污水溶解性COD=200mg/L，当A/V=26.7m-1，HRT=8.5h，甲烷产量27.5mg/L，HRT=4.5h，甲烷产量25mg/L；A/V=13.3m-1，HRT=4.5h，甲烷产量22.5mg/L，CH4的产生减少了污水中的可生物降解COD，加剧了生物脱氮与除磷间的碳源竞争，对后续生物处理不利；而由于产甲烷菌和硫酸盐还原细菌对有机物的竞争，CH4会影响污水管道中硫化物的产生。但关于污水厂进水溶解CH4含量的研究却鲜有报道。
污水厂CH4的排放主要来源于厌氧区、污泥浓缩区和污泥储存区。对于有污泥厌氧消化装置的污水厂，污泥厌氧消化是污水厂CH4的主要来源。污泥中溶解的CH4部分从消化池、污泥浓缩池和储存罐逸出释放，剩余的CH4将在后续处理过程中逸出释放，例如消化污泥脱水过程。曝气阶段，水中溶解的CH4在机械曝气作用下会促使溶解态CH4逸出释放，或者被活性污泥中的微生物氧化。关于活性污泥系统氧化CH4的报道不多。表1为几个实际污水厂的CH4排放情况，由表1可知，污水厂无污泥消化时CH4排放量一般低于有污泥消化。无污泥消化时平均CH4排放量为0.0070kg/(kg进水COD)，有污泥消化时则为0.0085kg/(kg进水COD)。Kralingseveer污水厂10月的CH4排放量高于4月，这是因为其10月平均温度（19℃)高于4月(10℃)，低温下产甲烷菌活性较低，且CH4溶解度高，所以CH4排放量低。
3、人工湿地温室气体排放
人工湿地利用自然生态系统中的物理、化学和生物的协同作用来实现对污水净化，使水质得到不同程度的改善，实现污水生态化处理，比较适合于处理水量不大，管理水平不高的城镇污水和分散式污水处理。人工湿地在去除污水中的有机物和重金属方面具有优势，但也是温室气体的排放源，其温室气体排放量是天然湿地的3-11倍，所造成的温室效应甚至会抵消脱氮除磷所带来的环境效益。影响人工湿地污水处理过程温室气体排放的因素有湿地植物种类、污水性质、曝气量等。
4、CO2的产生与排放
在整个污水处理厂的运行过程中，温室气体的排放包括两部分：一是直接排放，包括污水处理和污泥处理过程中产生的温室气体；二是间接排放，主要是污水处理过程中消耗的能量和物料引起的温室气体排放。污水处理过程中CO2的产生包括直接排放和间接排放两个方面。在目前国际上的碳核算标准中，将生物分解产生的CO2归为生源碳(bio-gen-iscarbon)，沼气和污泥归为生物燃料或可再生能源，无论是生物分解还是沼气或污泥燃烧产生的CO2都不纳入碳排放的计算与平衡。而一些学者认为，城镇污水中的一部分碳素源于化石燃料，应将其产生的CO2纳入碳排放计算，因此污水中有机物降解而产生的CO2是否计入碳排放存在争议，目前还没有形成一致的意见或成熟的计算办法。污水生物脱氮过程中，参与反应的碳源被生物分解将会引起CO2的直接排放，而该碳源中无机碳源部分并非来源于生物质碳，因此本文将把污水生物脱氮过程中，无机碳源造成的CO2的直接排放计入温室气体排放量中。
三、减少污水处理过程中温室气体排放的具体措施
1、引入CH4转化技术，使少量的无法经济回收利用的CH4转化为其他低GWP物质。CH4作为外部碳源反硝化的机理有：好氧甲烷氧化耦合反硝化（Aerobicmethaneoxidationcoupledtodenitrification简称AME-D）、厌氧甲烷氧化耦合反硝化（Anaerobicmethaneoxidationcoupledtodenitrification简称ANME-D）和甲烷氧化耦合同步硝化反硝化（MethaneoxidationcoupledtoSND，简称ME-SND）。以CH4为外部碳源的反硝化转化技术，可使CH4转为CO2的同时使NO3-还原为N2，能在减少CH4排放的同时，去除污水中的氮，尤其适用于处理高氮、低碳源的污水，如填埋龄长的垃圾渗滤液。以含60%CH4的填埋气为外部碳源处理垃圾渗滤液，SBR、滴滤池、流化床反应器，反硝化速率以NO3--N计，分别为60、150和550mg/(L・d)。
2、兴建污水处理设施，提高污水处理率，以厌氧消化池代替厌氧塘处理污水，回收污水和污泥处理过程产生的CH4。当污水处理率接近100%时，城市污水处理所排放的温室气体的GWP呈下降趋势。
3、采用温室气体产生量少的污水处理技术。对于含氮浓度高的污水，如污泥脱水上清液、垃圾渗滤液、工业污水，一般采用以下两种方法脱氮：一是自养硝化接异养反硝化；二是部分亚硝化接自养厌氧氨氧化。两种方法脱氮率均达90%，但异养反硝化会产生N2和相当量的NO2与N2O，厌氧氨氧化工艺排放的气态氮较少，还会减少CO2排放。采用第二种方法处理含氮浓度高的污水，可大大减少CO2排放。
4、紫色非硫光合菌在厌氧条件下将污水中的有机物同化为生物质，作为动物饲料、肥料或提取聚经基链烷酸酷（可降解塑料）的原料，同时吸收CO2而无温室气体产生，开发利用紫色非硫光合菌处理污水的新技术值得重视。
结束语
综上所述，污水处理过程中温室气体的排放在很大程度上严重影响着空气质量，因此，需要采取措施减少温室气体排放，实现污水处理的节能减排，随着经济以及科学技术的发展，污水处理过程中温室气体排放逐渐科学化合理化，真正意义上实现节能环保。
参考文献：
[1]彭洁。城市污水污泥处置方式的温室气体排放比较分析[D].湖南大学,2013.
[2]华佳，张林生。污水处理过程中的温室气体减排探讨[J].环境科学与技术,2013,12:223-227.
我国已经超过美国成为全球第一大温室气体排放国。作为负责任的发展中大国，积极应对气候变化已经被纳入我国国民经济和社会发展第十二个五年规划。2011年12月1日，国务院的《“十二五”控制温室气体排放工作方案》也明确提出要“完善体制机制和政策体系，健全激励和约束机制”。在地方层面，《青海省应对气候变化办法》和《山西省应对气候变化办法》相继出台。在全国层面，发改委和相关部门也已经着手进行我国应对气候变化立法的准备工作。气候变化立法的实质是政府通过法律手段实施温室气体排放管制。本文从政治学的视角探讨政府为什么要进行温室气体排放管制，且以正确把握气候变化立法的宗旨。
1绿色政治
1.1绿色政治的一般理论20世纪70年代，西方世界政治经济领域发生了深刻的变革，频繁的社会运动中涌现出一股以环境保护为主题的“绿色政治”思潮。所谓“绿色政治”，一方面是指它所推崇的生态和谐的政治主张；另一方面是相对于欧洲传统的红色（欧洲共产党、社会等“左”派组织）、白色（传统资产阶级政党等组织）的政治称谓[1]。绿色政治是生态环境与政治之间的关系在特定时期的表现。随着生态危机的出现，让人们越来越清楚地认识到自己生活在一个充满环境风险的社会里。公众要求政府加强环境保护的呼声越来越高涨。1962年，蕾切尔卡森的《寂静的春天》一书的出版拉开了现代环境运动的帷幕①。加利福尼亚议会的领导人杰西昂鲁认为，从政治上看，在绿色运动中“生态学已经变成‘母亲’这个词的政治代名词”[2]2。随着西方绿色运动特别是西方绿党的崛起，生态环境问题被迅速提升到了政治的高度，认为自资本主义崛起以来，人类政治的失范才是环境问题真正的罪魁祸首。生态环境问题被视为重大的政治问题[3]。要解除人类面临的生态危机，必须改变旧有的以人类中心主义为指导思想的政治系统。1979年，瑞士一名绿党成员首次当选为议员，从此绿党作为一支政治力量登上生态环境保护的大舞台。绿色人士或者党派进入政治领域并影响政治决策，表明绿色运动推动着工业社会阶段的政治文明向生态化社会阶段的政治文明（绿色政治）过渡。在生态化社会，人类必须重新审查现行的经济增长方式，重新定位人与自然之间的关系，寻找一种人类社会经济能够可持续发展的经济增长方式——生态经济。生态经济的基本特征是采用新的具有更高生产力水平的“绿色技术”，这种技术注重协调人与自然之间的关系。经济基础决定上层建筑。生态化社会阶段，必须要建立与生态经济相适应的新的政治形态——绿色政治。德国社会学家乌尔里希贝克将后工业社会称为风险社会。他提出，人类面临着威胁其生存的由社会所制造的风险，如工业的自我危害及工业对自然的毁灭性地破坏。他进一步指出，目前风险社会被过时的政治系统所限制，这些系统对处理现代灾难并不合适[4]。绿色政治强调建立一种生态环境和政治之间的和谐关系，绿色政治将自然关怀和环境思维引入政治的维度，是一种新的政治观，可以说，绿色政治是政治的绿色化或生态化。政治的绿色化主要包括发展观、政治主体、政治活动等各方面向环境友好型方向转变。其一，绿色政治要树立非人类中心主义的发展观，注重生态环境的内在价值及人类与自然的和谐；其二，绿色政治要求扩大绿色人士、环境保护非政府组织或绿党的政治参与；其三，生态环境治理应当作为绿色政治的重要内容。
1.2温室气体排放管制与绿色政治在绿色政治的大背景下，国际政治和国内政治都将温室气体排放管制问题放到了一个非常重要的位置。在国际层面，1979年第一次世界气候大会上气候变化问题首次成为国际社会关注的焦点并被提上议事议程。1990年，联合国气候变化政府间谈判委员会成立，开始进行气候变化框架公约的谈判。1992年6月，在巴西里约热内卢举行的联合国环境与发展大会制定了《联合国气候变化框架公约》，对应对气候变化的法律原则、责任分担、组织机构等做了基本规定。1997年12月，第3次缔约方大会在日本京都举行，会议通过了《京都议定书》，对2012年前主要发达国家减排温室气体的种类、减排时间表和额度等做了具体规定。2000年11月份在海牙召开的第6次缔约方大会期间，美国坚持要大幅度折扣它的减排指标，从而使会议陷入僵局。2002年10月，第8次缔约方大会在印度新德里举行。会议通过的《德里宣言》，强调必须在可持续发展的框架内应对气候变化。2004年12月，第10次缔约方大会在阿根廷布宜诺斯艾利斯举行。与会代表围绕《联合国气候变化框架公约》生效10周年来取得的成就和未来面临的挑战、气候变化带来的影响、温室气体减排政策以及在公约框架下的技术转让、资金机制、能力建设等重要问题进行了讨论。2005年2月16日，由于俄罗斯的批准《京都议定书》生效。2007年12月，第13次缔约方大会在印度尼西亚巴厘岛举行，会议着重讨论“后京都”问题，即2012年后如何进一步降低温室气体的排放。15日，联合国气候变化大会通过了“巴厘岛路线图”，启动了加强《公约》和《京都议定书》全面实施的谈判进程，致力于在2009年年底前完成后京都时代全球应对气候变化新安排的谈判并签署有关协议。2008年7月8日，八国集团领导人在八国集团首脑会议上就温室气体长期减排目标达成一致。2008年12月，第14次缔约方大会在波兰波兹南市举行，会议讨论了一些共同设想，包括二氧化碳和其他温室气体减排的短期和长期承诺、有效适应气候变化、增加更多资金用于减缓和适应措施以及技术开发和转让等议题，为未来一年完成“巴厘岛路线图”打下了坚实基础[6]。2009年12月7日至19日，第15次缔约方大会在丹麦首都哥本哈根举行，会议达成了《哥本哈根协议》，该协议坚持了《联合国气候变化框架公约》及其《京都议定书》的双轨制，进一步明确了发达国家与发展中国家根据共同但有区别责任原则采取减排措施，并就全球减排长期目标、资金和技术支持、透明度等焦点问题达成了广泛共识。尽管《哥本哈根协议》不具有法律约束力，但会议仍然取得了较大的进步，为下一步气候变化谈判的顺利进行奠定了基础。在国内层面，应对气候变化的政治呼声越来越高，主要的发达国家和发展中国家都对此在法律或政策方面做了回应。如美国、英国、日本、德国等发达国家都制定了应对气候变化的法律。中国虽然没有温室气体减排的强制性义务，但是作为一个负责任的发展中大国，中国积极出台适应和减缓气候变化的政策，如《中国应对气候变化国家方案》、《中国应对气候变化的政策和行动》等。
2政治合法性
2.1政治合法性的一般理论合法性是政治学的一个核心概念，往往被理解为统治者与被统治者之间的关系，政治合法性所要解决的问题是“公民对国家或政府的政治忠诚从而将政府权威视为正当的条件”。韦伯是当代合法性理论的奠基者，他认为合法性是指对一种政治秩序或统治的信仰和服从。哈贝马斯认为，合法性意味着某种政治秩序被认可的价值[8]184。我国学者燕继荣认为，政治合法性就是指政府基于被民众认可的原则的基础上实施统治的正统性或正当性（therighttoruleonthebasisofrecognizedprinciples）。简单而言，就是政府实施统治在多大程度上被公民视为合理的和符合道义的。各学者虽然对政治合法性的表述有所不同，但对于政治合法性的特质具有共识，即政治合法性是对政治的价值判断，是公众对政治统治的认同。政治统治是否以及如何得到被统治者的认同，涉及政治合法性的基础。韦伯设计了三种理论模型来说明政治合法性的基础，即传统权威型、个人魅力型和法理型。每一种理论模型都有自己的政治合法性基础或来源，也就是被统治者政治服从的理由。传统权威型的政治合法性基础在于长期形成的传统政治风俗或习惯。传统权威型的政治统治之所以被民众服从，是因为历史沿袭、从来如此，例如古代的世袭制和分封制。个人魅力型的政治合法性基础在于政治系统内某个人的非凡个性和超凡感召力，其政治统治通常表现为政治领袖作为英雄和圣人引导和召唤追随者，如拿破仑等。法理型的政治合法性建立在公正明确的规则和制度的基础之上，在此种政治系统下，人们认可的是法律的权威而不仅仅是执政者的权力。韦伯认为，法理型政治统治是现代国家的典型形式。继韦伯之后，现代政治学研究从多个角度对政治合法性的基础加以探讨。如帕森斯的政治角色说、本特利的公共利益说、亨廷顿的政府中立说、阿尔蒙德的政治文化说、李普赛特的政府绩效说，等等。其中，公共利益说从公共利益的角度分析政府政策与公共利益的一致性，认为公共利益是各方利益冲突和妥协的结果，如果政府行为表达了这种妥协结果，他就是合法的，反之即不合法[9]149～150。政治合法性的基础与实现政治合法性的途径具有密切联系。实现并维护政治合法性，就是要通过合理的原则和途径建立广泛的政治合法性基础。这些原则包括程序合理化原则、公共产品和服务原则、共同政治价值和理念原则以及共同商讨原则等。其中，公共产品和服务原则是指政府作为一种公共权力机关，要通过尽可能的提供公共产品和服务以最大程度地满足民众需求来赢得合法性②。根据社会契约论，公民把自己的自然权利转让出去,将它交给一个公共机构,形成公共权力,并且都服从这种公共权力。公民之所以让渡自然权利并服从公共权力，是因为放弃自己的自然权利比坚持自己的自然权利能够得到更大的好处——秩序、自由、公平、效率等公共产品和服务。所以，为社会提供公共产品和服务是实现政治合法性的重要途径。
2.2温室气体排放管制与政治合法性政府对温室气体排放行为进行管制是实现和维护其政治合法性的重要途径。首先，温室气体排放管制本身是政府作为公共权力主体应当提供的一种特殊公共产品。温室气体排放管制的依据或者手段是公共权力机关依法制定的各项规则或者政策。从制度经济学的角度看，这些规则或者政策实质上都是应当由国家供给的公共产品。因为，温室气体排放管制并不是针对某一经济主体的，而是具有针对众多经济主体的特点，同时，温室气体排放管制在运用中不具有排他性，可以同时作用于所有的被管制对象。温室气体排放管制是政府供给的一类特殊的公共产品，其特殊性主要体现在以下三个方面：其一，一般的公共产品是有形的，而温室气体排放管制是无形的，表现为法律制度、政策等等。其二，一般公共产品的提供主体可能具有多元性，即可能由政府提供，也可能通过民营化途径由私人部门提供。而温室气体排放管制的供给权力由政府垄断。其三，一般公共产品对所有社会成员来讲是一种利益，而温室气体排放管制对于不同的利益集团会产生不同的影响，对一些利益集团是有利的（如可再生能源企业），对另一些利益集团可能是不利的（如燃煤电厂）。其次，温室气体排放管制的目的是为社会提供环境公共产品——安全的气候。气候系统是指大气圈、水圈、生物圈和地圈的整体及其相互作用。气候系统具有自我平衡的能力，但是随着经济的增长，人类活动已经大幅度增加大气中温室气体的浓度，这种增加增强了自然温室效应，平均而言将引起地球表面和大气进一步增温，并可能对自然生态系统和人类产生不利影响。由于气候系统具有非排他性和非竞争性，企业和消费者在进行造成温室气体排放的活动时，出于个体理性，无视其行为对气候系统产生的不利影响，从而酿成“公地的悲剧”——全球气候变暖。气候变暖使得安全气候具有了稀缺性，而安全气候作为公共产品本身不能由市场提供，只能由政府通过温室气体排放管制减缓气候变暖、提高气候变暖的适应能力。最后，温室气体排放管制是政府履行其社会职能的重要方面。政府职能分为政治统治职能和社会职能。“政治统治职能体现为统治阶级利用军队、警察、监狱等暴力工具镇压反抗，以及利用政治权力调节统治者内部矛盾和阶级矛盾。社会职能是指国家以整个社会代表的身份影响社会生活的各方面，包括经济管理、意识形态等”。温室气体排放管制是政府为了维护公众环境利益而对经济主体的温室气体排放行为进行管理的活动，因而属于政府社会职能的一个重要内容。政府职能随着经济发展和社会进步而变化，由早期的注重政治统治职能逐步向注重社会职能转变。马克思、恩格斯认为，政府职能“既包括执行由一切社会的性质产生的各种公共事务，又包括由政府同人民大众相对立而产生的各种特殊职能”。“一切政治权力起先都是以某种经济的、社会的职能为基础的”。“政治统治到处都是以执行某种社会职能为基础，而且政治统治只有在执行了它的这种社会职能时才能继续下去”。可见，充分地履行社会职能是政府实现和维护其政治合法性的重要途径。
3全球治理
作者简介：闵继胜（1983-），男，安徽枞阳人，讲师、博士，研究方向为环境经济与农产品贸易；胡浩（1964-），男，江苏盐城人，教授、博士生导师，研究方向为畜牧经济与农业经济。
①数据来源：联合国统计司COMTRADE数据库。
②胡启山低碳农业任重道远[J]农药市场信息，2010（2）。
摘要：基于1991～2008年相关数据，对我国农产品对外贸易的温室气体排放效应进行实证分析。研究表明：农产品对外贸易对我国农业生产的温室气体排放呈现结构和规模正效应、技术负效应；由于较大的规模正效应，农产品对外贸易并未增加我国农业生产的温室气体排放量。
关键词：农产品；对外贸易；温室气体；排放强度
中图分类号：F0622；F7526文献标识码：A文章编号：1001-8409（2013）08-0055-05
一、引言
关于贸易对环境影响的争论由来已久，一种观点认为对外贸易对环境有害；另一种观点则认为对外贸易对环境有益。然而，这些研究均未涉及农产品对外贸易。那么，农产品对外贸易对农业环境的影响如何？PeterHMay等以拉丁美洲为例，探讨农业贸易政策对拉丁美洲地区环境的影响[1]；GailMHollander分析了农业贸易自由化对佛罗里达南部自然风光的影响[2]；ReneVerburg等认为贸易自由化使得全球温室气体排放增加约6%[3]。黄濒仪认为稻米关税减让措施可能减低稻米生产资料的密集度，使环境得到好转[4]；陆文聪等认为农产品贸易对农业环境既有利又有弊[5]；张凌云等认为农产品进口对缓解国内环境污染作用显著，而出口导向作用则不明显[6]。
经过三十多年的改革开放，我国已成为农产品第五大出口国和第四大进口国，农产品贸易额由1978年的61亿美元增长到2010年的12199亿美元①。然而，在农产品对外贸易取得巨大进展、带动国内农业经济发展的同时，我国农业生产的温室气体排放问题也日益引起人们的关注。据测算，我国农业生产的温室气体排放量占全国排放总量的比重约为17%②。那么，农产品对外贸易是否会影响我国农业生产的温室气体排放量？影响机理如何？影响程度如何？对于以上问题的回答，可以为政府在节能减排背景下，选择合适的农产品对外贸易与农业环境政策提供理论支撑，因此具有一定的现实意义。
二、分析框架
农产品对外贸易对农业生产温室气体排放的影响，即农产品对外贸易的环境效应，主要包括规模、结构和技术效应。
1.结构效应
结构效应指农产品对外贸易会推动农业生产结构的转变，导致农业生产要素投入以及农产品品种发生变化，从而改变农业生产的温室气体排放量。根据资源禀赋理论，各国会根据自身资源的禀赋状况进行农业生产，并出口其相对丰裕、进口相对稀缺的资源密集型农产品。由于各国农业资源禀赋不同，专业化生产的农产品品种也会存在差异。若一国在“低温室气体排放强度”农产品的生产上具有比较优势，则该国就会生产并出口此类农产品，引致其国内生产规模不断扩大，此时农产品对外贸易对农业环境显现结构正效应；相反，若一国在“高温室气体排放强度”农产品的生产上具有比较优势，则该国农产品对外贸易会显现结构负效应，即增加农业生产的温室气体排放压力。
2.规模效应
规模效应指农产品贸易量增加推动农业生产规模的扩大，在温室气体排放产权界定不清晰以及农业生态系统无偿使用的情况下，农业生产规模的扩大必然导致农业生产的温室气体排放量增加。以种植业为例，长期以来化肥、农药等使用效率一直未能提升，而且农地单位面积产量增长也很缓慢，农产品贸易量增加引致的农业生产规模扩大会促使化肥、农药等使用总量不断增加；而且，若一国的农业耕地面积不能扩大，那么农业生产规模的扩大还会提高农地的复种指数和耕作强度，进一步增加单位面积的化肥、农药等施用强度，从而进一步增加温室气体排放量。
①本文假定我国进口与国内生产同类农产品的温室气体排放强度相同。
②本文进口与出口农产品的种类相同。3.技术效应
技术效应指因农产品对外贸易诱发的先进农业生产技术的创新和传播，引致单位产品的温室气体排放强度降低，进而减少农业生产的温室气体排放量。
一方面，随着贸易开放程度不断提升，国外农业新技术的交流机会不断增多；而且随着关税或非关税壁垒的削减，农业新技术的进口壁垒及进口成本也会不断降低。另一方面，农产品对外贸易促进居民收入水平不断提升，对自身生存环境的品质要求日益增强，进而要求政府出台更严厉的环保措施和标准，迫使农业生产者对更“低碳”农业生产技术的需求不断增加，促使市场机制催生农业生产技术的不断创新。
农业技术进步对环境的影响表现为：新技术或新方法的使用可以提高单位投入的农作物产出，进而降低农业生产的环境污染量；在农业生产过程中，清洁技术的采用也可以减少对环境的污染和破坏[7]。
三、计量模型、数据来源与指标说明
1.计量模型
本文受李怀政研究成果[8]的启发，将农产品对外贸易对农业生产温室气体排放的影响界定为农产品对外贸易的环境效应，具体模型如下：
（1）农产品出口贸易的计量模型
（1）
式中，Q为农产品出口所增加的农业生产的温室气体排放量，反映出口的环境质量水平；si、ei分别为第i种农产品的出口份额和温室气体排放强度，分别反映出口结构和技术进步；X、n分别为农产品的出口总量和种类。对式（1）求一阶导数得：
（2）
式中，Q′、s′、e′、X′为Q、s、e、X的一阶导数，分别反映农产品出口的环境质量水平、出口结构、技术进步、出口规模的变化情况。式（2）可进一步表示为：
（3）
式中，农产品出口总环境效应即出口所增加的温室气体排放量的变化总量；农产品出口结构效应、技术效应和规模效应分别表示出口结构变化、温室气体排放强度变化、规模变化所导致的温室气体排放量的变化量。
（2）农产品进口贸易的计量模型
（4）
式中，M为农产品进口贸易所减少的农业生产温室气体排放量；ri、ei分别为第i种农产品的进口份额和温室气体排放强度①；Y和n分别为农产品进口总量和种类②。对式（4）求一阶导数得：
（5）
式中，M′、r′、e′、Y′分别表示M、r、e、Y的一阶导数，分别反映减排成效、进口结构、技术进步、农产品进口规模的变化情况。式（5）可进一步表示为：
（6）
式中，农产品进口的总环境效应即农产品进口所减少的温室气体排放量的变化总量；农产品进口的结构效应、技术效应和规模效应分别表示进口的结构变化、温室气体排放强度变化、规模变化所减少的温室气体排放量的变化量。
2.数据来源
（1）宏观数据
考虑到统计口径的统一性和数据的可获性，本文农产品贸易额仅包含原始和初加工农产品，贸易额来自《中国对外经济贸易年鉴》（1995～2003）和《中国商务年鉴》（2004～2009）；农产品产值来自《全国农产品成本收益资料汇编》（1992～2009）；农产品播种面积、农业灌溉面积和化肥、农药、农膜、柴油使用量来自《中国统计年鉴》（2009年）及《中国农业统计资料》（1991～2008）；畜禽出栏量来自《中国农业统计资料》（1991～2008）和《中国畜牧业年鉴》（2009）。
（2）排放系数数据
水稻CH4排放率[9]；本底N2O年排放通量、氮肥与复合肥N2O排放系数：水稻、花生、棉花和甘蔗[10]，冬小麦[11]，春小麦[12]，大豆[12，13]，玉米[13，14]，蔬菜[15]；畜禽出栏率和N2O排放系数[16]；畜禽胃肠发酵和排泄物CH4排放系数、柴油CO2排放系数均来自IPCC（2006）；CO2排放系数：化肥[17]，农药[18]，农膜和农业灌溉[19]，翻耕[20]。
3指标说明
本文将农产品归为8大类农作物和5大类畜禽品种：稻谷（稻谷和大米）、小麦（小麦和面粉）、玉米、大豆（大豆和食用豆油）、花生（食用花生油和花生仁）、棉花、甘蔗（食糖）、蔬菜、生猪（活猪和冻猪肉）、黄牛（活肉牛和冻牛肉）、家禽（活家禽、冻家禽和鲜蛋）、奶牛（奶粉和鲜奶）和羊（活羊和冻羊肉）。
四、温室气体排放强度测算及其变化趋势
1农作物温室气体排放量测算公式
①CH4、N2O的“增温潜势”分别为CO2的21倍和310倍（FAO，2006）。
②由于畜禽饲养周期不同，需要对其年平均饲养量进行调整，具体调整方法参见胡向东等（2010）。式中，CO2crop（i）当量为第i种农作物的CO2排放当量，其中，CH4和N2O排放量按“增温潜势”折算成CO2排放当量①；si、αi、βi、Qi、γi、Tij和xij分别为第i种农作物的年播种面积、单位面积CO2排放系数、本底N2O年排放通量、化肥年施用量、（化肥施用后）土壤的N2O排放系数、CO2排放源的数量及各自的排放系数。
2畜禽温室气体排放量测算公式
（8）
式中，CO2live（i）当量、Ni、δi、φi分别为第i种畜禽的CO2排放当量、年平均饲养量②、CH4和N2O排放系数。
3温室气体排放强度测算公式
温室气体排放强度指单位产值农产品农业生产过程中的温室气体排放量，即：
（9）
式中，Ei、CO2（i）当量、Yi分别为第i种农产品的温室气体排放强度、CO2排放当量和年产值。
4测算结果及变化趋势
为了更好地反映农产品对外贸易的环境效应，本文取1991～1993年和2006～2008年农产品温室气体排放强度的算术平均值分别作为初始值和当前值。由表1可知，1991～1993年，温室气体排放强度最大者为稻谷，最小者为甘蔗；排放强度前五位的品种分别为稻谷、大豆、羊、生猪和黄牛，排放强度均超过60吨/百万元。1991～2008年间排放强度前五位的品种虽没有明显变化，但其排放强度却有所增减。
资料来源：根据《全国农产品成本收益资料汇编》、《中国统计年鉴》、《中国农业统计资料》、《中国畜牧业年鉴》计算得到；农产品产值已经剔除了物价因素
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到；贸易额已经剔除了汇率和物价因素，下同
五、农产品对外贸易的环境效应实证分析
1农产品对外贸易的结构效应
从加权温室气体排放强度来看，2006～2008年出口
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到
农产品较1991～1993年下降了356吨/百万元，降幅838%，表明我国出口农产品的加权温室气体排放强度有所下降（见表2）；同期间进口农产品较1991～1993年增加了734吨/百万元，增幅达185%，原因在于温室气体排放强度较大的农产品进口有所增加（见表3）。
就结构效应而言，1991～2008年间，我国农产品出口贸易的结构变化呈现显著的环境正效应（见表2）；农产品进口贸易结构的变化也呈现有利于我国农业生产温室气体减排的态势（见表3）。因此，我国农产品对外贸易结构的优化呈现显著的环境正效应。
2农产品对外贸易的技术效应
相对于1991～1993年，2006～2008年我国某些农产品的温室气体排放强度不降反升。可能原因在于：我国农业生产的环境规制措施不完善，农业生产技术的更新和传播速度缓慢，致使贸易引致的农业技术进步的减排效果不明显。
就技术效应而言，1991～2008年间，我国农业技术进步促使出口贸易呈现环境正效应（见表4）；但是，同时期的农产品进口致使其丧失国内生产引致的减排机会（见表5）。因此，我国农产品对外贸易对环境呈现显著的技术负效应。
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到
3农产品对外贸易的规模效应
对外贸易对环境影响的规模效应包含直接和间接两个方面[8]。本文仅研究直接规模效应，即农产品外贸规模变化引致的农业生产温室气体排放量的变化。
从规模效应来看，1991～2008年间，农产品出口规模扩大引致的我国农业生产的温室气体排放量大幅增加，其中，以玉米为最，稻谷次之，表明农产品出口规模扩大呈现显著的环境负效应（见表6）；农产品进口规模扩大引致的我国农业生产的温室气体减排量也大幅增加，其中，以小麦为最，大豆次之，表明农产品进口规模扩大呈现显著的环境正效应（见表7）。因此，我国农产品对外贸易对环境呈现显著的规模正效应。
六、主要结论及讨论
1991～2008年间，我国农产品对外贸易的环境效应呈现结构正效应、技术负效应和规模正效应，其中，结构效应和规模效应分别减排5836和10498万吨CO2当量，
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到
资料来源：根据《中国统计年鉴》、《中国对外经济贸易年鉴》、《中国商务年鉴》计算得到
而技术效应则少减排446万吨CO2当量。因此，我国农产品对外贸易累计净减排15888万吨CO2当量，表明农产品对外贸易总体呈现显著的环境正效应，即有助于我国农业生产的温室气体减排。
本文的不足在于：受数据制约，未考虑农作物通过光合作用所吸收的CO2排放量，可能会高估我国农业生产过程中的温室气体排放量；假定我国进口与国内生产同类农产品的温室气体排放强度相同，也会影响本文的实证结果。上述两个方面的问题需要进一步探究。
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