农业面源污染国外经验介绍

1.美国 美国的农业污染及其成本评估 美国各州根据清洁水法提供的两年一次的报告指出，农业是美国河流、湖泊 水质恶化的最主要污染源，是导致江河入海口水质恶化的主要源头，沉积物、病原体、 营养物是最主要的污染物，农药名列第 10。人们逐渐认识到，对这些水体来说，仅仅 通过控制点源污染不能使水质量达到清洁水法规定的标准，只有同时控制非点源 污染尤其是农业污染源才能实现水质量目标。 为了确认农业污染造成的损失，为政策决策提供科学依据，美国开展了农业污染 成本评估。这些评估包括:（ 1）土壤侵蚀的损害。据估计，由于农业土壤侵蚀，美国 每年因沉积物导致的损失从 20 亿美元到 80 亿美元不等（ Ribaudo，1989 ） 。这些损失 或费用发生在河运、水库、休闲渔业、水处理、工业和市政用水等各个方面。水中营 养物的影响无处不在，有些营养物来自化肥使用。由于营养物对水质量的影响要通过 极其复杂的生物学关系来表达，因此很难评估营养物造成的损失。 （2）硝酸盐的损害。 美国环保局估计，为了使饮用水质量达到联邦硝酸盐标准，美国需要投资 2 亿美元用 于额外的饮用水处理设备（USEPA，1997） 。据调查，在美国四大集水区，消费者为减 少饮用水中硝酸盐含量的总支付意愿为每年 3.14 亿美元（Shortle et al.，2001） 。 （3） 农药残留的损害。农药残留物进入地表水以后，对淡水生物和海洋生物构成了威胁； 农药残留还会破坏害休闲性渔业和商业性渔业（Pait et al.，1992） ，并影响当地居民的 收入来源。据估计，美国每年因农药导致鱼类死亡而发生的直接经济损失约为 100 万 美元（Pimentel et al.，1991） 。美国环保局 1997 年的一份报告估计，要达到现行的对 农药和其他特殊化学品规定的要求，美国需要花 4 亿美元购置额外的处理设备，此后 20 年里，每年还需要另花 1 亿美元维持设备运行（USE 队，1997） 。 （4）病原体的损害。 病原体引起的各种流行性疾病已经受到广泛关注。据美国环保局估算，20 世纪 90 年 代中期以及随后的十几年里，美国大约需要为控制水生疾病的爆发增加 200 亿美元的 支出。仅梨形虫引起的肠胃疾病预防和治疗一项，每年所需要的健康支出就达到 15 亿 美元（USEPA，1997） 。 美国农业污染治理的法规/标准体系 美国农业污染治理的政策主要包括了联邦水污染控制法案 、 海岸带再授权修正 案 。CWA 和 CZARA 主要针对地表水立法。对于地下水问题，在美国，可依据四个联 邦成文法来解决，它们是安全饮用水法案 、 资源保护和恢复法案 、 环境响应、 补偿和责任综合法案和联邦农药、杀真菌剂和杀鼠剂法案 。其中， 安全饮用水 法案 和联邦农药、杀真菌剂和杀鼠剂法案直接涉及到农业污染治理。 1.CWA 是美国针对水质量问题制定的主要联邦成文法之一。其前身是 1972 年通过 的联邦水污染控制法案 。到 1987 年，该法案己经增补修正了 3 次。 清洁水法构 建了联邦和各州现行水质量保护的政策框架。 清洁水法的重点目标在于保护地表水， 同时也为联邦、州和地方政府开展地下水污染治理计划提供了法律指南 （USEPA ，1998） 。 根据清洁水法319 条款建立的非点源治理计划，旨在解决来自土地表层的污染 径流问题。该计划由三个阶段的国家计划组成，这些计划由联邦政府批准和资助，由 各州政府执行和实施。各州解决非点源污染的措施包括:对水资源进行评估，以确定 造成水质恶化的非点源污染物的来源；制定非点源污染治理计划；实施和执行相 关管理计划。目前，每个州都有由美国环保局批准实施的非点源污染治理计划。各州 可以自由选择包含在该管理计划中的各种政策工具。大多数州都采纳自愿参与的方法， 该方法强调教育、技术援助和经济激励。 （1）CZAR 确立了海岸带非点源污染治理计划。是美国污染治理方面的第二部联 邦成文法。依据该法制定的海岸带非点源污染治理规划，直接用于解决非点源污染问 题。国家海洋和大气管理局（(the National oceanic and Atmospheric Administration，NOAA）实施该计划的执行机构。6217 条款要求各州根据联邦批准的 海岸带管理计划，制定和实施海岸带非点源污染治理计划，以保证海岸带水质得到恢 复、水资源得到有效保护。有 30 个州被要求发展此类计划，它们都己经向美国环保局 和 NOAA 提交了非点源治理计划，并获得批准。 （2）CZAR 提出了执行最佳管理实践的要求。根据 CZARA，州海岸带非点源污染治 理计划必须规定执行最佳管理实践（best management Practices，BMPs ）的方法，最佳 管理实践由美国环保局在国家技术指南中详细说明。在每个州的管理计划中，都有一 系列的关于治理农业非点源污染的措施，这些措施在经济上是可行的。 （3） 安全饮用水法案 （the Safe Drinking Water，SDWA） 。SDWA 要求美国环保 局制定饮用水质量标准，并对公共水系统的水处理提出规定和要求。1986 年，美国政 府根据 SDWA 授权制定了 井水保护计划 （the Wen Protection Program） ，以防止作为 公共饮用水源的地下水受到化学品和其他有害物质的影响，包括农药、营养物和其他 农用化学品。该计划的理论依据是，土地利用的管理和其他预防措施可以保护地下水 资源。1996 年，美国环保局根据 SDWA 修正案的要求，列出了需要进一步规制的污染 物名单，一些农业化学品名列其中，成为受到限制的对象。根据 19%年 SDWA 修正案 的有关要求，饮用水供应商必须向其消费者告知有关信息，比如某些污染物的含量水 平及美国环保局的相关标准、污染物的可能来源等等。如果供应商缺乏具体的有关水 源源头的信息，就必须使用规定的语言传达相关信息，比如对除草剂阿特拉津的描述 可能是: “水流来自施用过除草剂的耕地。这种信息告知制度，可以促使人们关注其饮 用水的来源地，并对农民施加压力，促使农民减少农药的使用。 ” （4） 联邦农药、杀真菌剂和杀鼠剂法案 （the Federal Insecticide，Fungicide Rodenticide Act，FIFRA ） 。RFRA 是针对有潜在危险的产品而制定的。根据该法，美国环 保局负责制定和实施农药登记制度，规定农药在被批发、零售和配送之前，农药经营 者要按照农药的安全性和有效性，对其指定用途进行登记。只有在农药被认定不会导 致健康或环境风险之后，USPEA 才会对这种农药进行登记。在登记过程中，经济、社 会、环境利益和使用成本都要综合考虑到。对于有些农药如阿特拉津的登记，水质量 是重要的考虑因素（Ribaudo et al.，1994 ） 。 美国农业污染治理的行动计划 自然资源保护技术补贴（the Conservation technical assistance，CTA） 自 1936 年以来，美国农业部就一直通过 CTA 鼓励农民采纳水土保持和水质量保护 的生产实践活动（USDA，1997 ） 。参加 CTA 的农民有资格获得技术补贴。还有些地方 把参加 CTA 作为获得财政补贴的附加条件。 自然保护服从条款（the Conservation Compliance Provisions，CCP） 根据 1985 年食品安全法制定的 CCP 目的在于减少土壤侵蚀（USDA ，EPA，1997） 。 耕种高度易侵蚀土地（highly erodible land，HEL）的生产者被要求参加土壤保护计划， 以保留其参加其他由美国农业部指定计划的资格，这些计划给农民提供财政支付。而 违反该计划农民将失去价格支持、贷款利率、灾害豁免、自然资源储备计划 （Conservation Reserve Program，CRP）和农民家庭管理计划（Farmers Home Administration，FHA ）等方面的好处。自然保护服从条款并未把污染治理作为该计划的 目标，但是减少土壤侵蚀却客观上有利于保护水质量（Shortle et al.，2001） 。CCP 的实 施，使 HEL 高度脆弱区耕地的土壤流失每年减少 9 亿 t，减少了可能损害水质量的土壤 侵蚀。如果保护计划在所有的 HEL 的土地上应用，年平均土壤流失率就会从每年的 16.8 口 h 时降低到 5.5 口 h 时（USDA NRCS，1996 ） 。CPP 的社会效益是很大的。根据 19 弘年甩 L 的数据进行的评估显示，CCP 的全国收益/ 成本比率大于 2:1，当然各地区 这个比率的差异很大。换句话说，与大气和水质量以及生产率有关的货币收益远远超 过了政府和生产者付出的代价（USDAERS，1994） 。但是，这个评估结果不一定意味着 该计划就是一种成本一有效的非点源污染治理机制。 自然资源储备计划（the Conservation Reserve Program， CRP） CRP 是 1985 年开始实施的一项自愿性长期休耕计划。CRP 是运用补贴手段，激励 农民对那些特别容易产生环境问题的土地实施休耕措施。美国农业部向 CRP 的参加者 按每英亩提供年租金并分担种植永久性植被（一般是草或树）所需要的一半的费用， 以换得高侵蚀度的或环境敏感的耕地为期 10 年到巧年的休耕。只要参与这个计划，土 地休耕多久，补贴就发放多久；只要休耕，就给补贴。自 1985 年以来，CRP 己经将 3640 万 h 时的耕地转化为休耕保护地，占美国耕地面积的 8%。据估计，CRP 的社会净 收益在 42 亿美元到 90 亿美元之间（Hrubovcak et al.，1995） 。 湿地保护计划（the wetland Reserve Program，WRP） 作为 1990 年食品、农业、资源保护和贸易法的一个部分，WRP 主要是一个栖息地 保护计划，但是对耕地休耕并转化回湿地生态也有利于提高水质。这些好处不仅包括 减少了化学品使用和耕地侵蚀，而且可以充分利用湿地过滤的功能，减少输入河流的 沉积物和农用化学物质，并有利于稳固河流堤岸。除了上述向生产者提供了直接补贴 的计划以外，美国农业部还通过小流域计划向州机构和地方政府提供补助。为了预防 洪水，保护流域，管理水资源，该计划确立了包括减少侵蚀、沉积物和径流的措施。 水质量计划（the Water Quality Program，WQP ） 1990 年启动的 WQP 已经基本完成。该计划试图准确确定农业活动与水质量之间 的关系。它也试图开发并引导人们采纳技术上和经济上都更有效的农业管理和生产策 略，以此保护地表水和地下水。WQP 包括三个主要部分:（l ）研究与开发；（2 ）教育、 技术和财政资助；（3）数据库开发与评估。前两个部分己经在选定的地区实施执行， 用于解决特定的水质量问题。有 7 个项目专用于研究与开发（如管理系统评估规划， the Management System Evaluation Areas） ，还有 242 个项目专用于帮助农民实施提高水 质量的农业实践活动（如水质量激励计划，the Mater Quality Incentive Projects） 。数据 库开发与评估项目包括对主要农田、蔬菜和水果作物的化学品使用的年度调查等。 尽管 WQP 有大量预算用于资助保护性耕作，但是几乎没有关于保护性耕作对水质 量影响的文献可提供，该措施对水质量改善的经济效益评估也是一片空白。 环境质量激励计（the Environmental Quality lncentives Program，EQIP） 1996 年启动的 EQIP 是由联邦农业促进与改革法授权通过的。该计划以环境效益和 经济效益为目标，通过向符合条件的农场主和牧场主提供技术、教育和财政资助，来 解决与他们的土地密切相关的土壤、水和其他自然资源问题。这个计划将美国农业部 若干计划”的功能整合到一起。EQIP 的目标是鼓励农场主和牧场主自愿采纳减少环境 与资源问题的实践手段。EQIP 资助的目标放在优先保护区，区域之外可识别或被指定 的问题也可以获得资助。根据该计划，管理机构与土地所有者要签订 5 一 10 年的合同， 内容包括向土地所有者提供激励支付和成本分摊，成本分摊可以占到采纳成本 20 的 75%以上。50%的 EQIP 资金被用于资助与自然资源保护密切相关的畜禽养殖污染治理， 但是大型的集中饲养的畜禽养殖企业业主没有资格为装备动物废弃物贮存或处理设施 申请成本分摊计划。当然，该计划可以为这些大型企业开展其他的实践活动提供技术、 教育和财政资助。EQIP 的原意就是让花费的每一个美元都发挥最大的环境效益 （USDP，NRCS，1998） 。 集约化畜禽废弃物管理:营养管理计划 在美国，由于企业倾向于更大规模、更专业化的猪、牛和禽类的养殖方式，来自 畜禽粪便的营养物正在引起人们的关注。美国大约有 450000 个集约或规模化的养殖企 业，其中，6600 多家拥有超过 1000 动物单位的企业都被纳入清洁水法的 CAFO（ Concentrated Anima1Feeding operations，CAFOs）管理之下（USEPA，1998 ） 。 这些大型养殖企业要处理全国大部分的动物粪便（USEPA，1998） 。CAFOs 引起的水质 量问题有两个:（l ）需要大量的、复杂的粪便处理和贮存系统；（2 ）CAFOs 往往缺乏 足够的耕地用于播撒粪肥而不超过植物营养需要（Letson and Golleson，1996） 。过量 施用粪肥会导致非点源污染。粪肥存放过程中出现泄露引起污染的问题，或者过量施 用对水质量带来负面影响的问题，正在引起人们的关注。按照清洁水法） ） ，CAFOs 作为点源来管理。所以，他们要获得 NPDES 许可证才能经营。但是这些许可规定并没 有涉及到废弃物在耕地或其他土地上的应用。当储蓄罐爆满，这些东西就会被播撒到 田野。播撒出去的量远远超过植物营养需要量，从而导致潜在的非点源污染问题。有 许多州开始通过法律来解决这个问题，尤其是那些没有纳入 CAFOs 计划的散养或小规 模动物养殖所产生的动物废弃物问题。一个通用的办法是对废弃物的施用执行营养管 理计划。目前己经有 23 个州实施了各种形式的营养管理计划。 美国农业污染治理政策的启示 第一，对农业非点源污染的认识和评估很重要，缺乏必要的认识就会阻碍政策的 实施。 美国的农业污染治理政策的历史显示，农业污染尤其是非点源的治理有其固有的 困难。尽管早在 1972 年清洁水法中美国联邦政府就明确提出要发展降低非点源污 染（NPS ）的计划，比如指令各州开展适当的土地管理实践。但是，C 认叭在农业污染 源控制方面的作用并不明显。主要因为当时人们对农业非点源污染的认识还十分有限， 认为农业非点源不重要，重要的是工业点源污染。而也严重倾向于点源污染的治理， 对农业污染源进行控制计划缺乏必要的技术和财政支持，结果很多州减弱了或延迟了 管理计划大范围的应用。同时，由于缺乏必要的评估信息，美国环保局既不能判断计 划是否适用于农业污染治理目标的实现，也没有提供有效的强制性的政策工具以保证 农业污染治理计划的贯彻执行。 直到 1977 年的 CWA 修正案进一步强调了非点源控制对实现水质量目标的作用之 后，农业污染问题才引起了更多的注意。比如在向国会提交的报告中，美国环保局 （1984 ）陈述道 :“在美国的许多地方，来自非点源的污染负荷正在日益成为影响水质 量目标实现的主要问题。 ”这份报告还指出，农业是导致非点源水质量问题的最普遍的 因素。1987 年美国国会通过水质量计划 （the Water Quality Act，WQA）对修改非 点源计划的报告做出了回应。WQA 通过增补清洁水法的目标与政策宣言，特别强 调了非点源污染的治理的重要性（USEPA，1988） 。WQA 还增加了 319 条款来建立的非 点源治理计划，以解决来自土地表层的污染径流问题。自此以后，农业非点源污染治 理计划才得以发展、落实和实施。可见，充分的认识、恰当的评估是实施政策与计划 的第一步。 第二，要合理确定农业非点源污染的管理尺度，合理分配中央和地方政府的责权 利。与点源治理政策截然不同的是，尽管非点源污染控制政策的目标被明晰，更多的 政策框架被导入，但是在美国，点源治理计划主要由联邦负责，非点源治理计划主要 还是由各州负责，政策工具也由各州决定。 由各州负责非点源污染治理也各有利弊。有利的是，州更接近问题，在为制定和 实施有效的计划而收集必要的信息方面，州处于更有利的位置，而且可能对问题做出 更适当的反应。在大多数情况下，非点源污染的影响与它的起源密切相关。非点源污 染的特点在地理和空间位置上各有不同，因为农民的生产方式、土地类型、气候和水 文特点，即使在很小的地理区域之间都有很大差异。集权的污染控制政策不得不考虑 许多不同的组合因素。政策执行的效果只有通过付出极其昂贵地信息成本和执行成本 来获得。通过实施国家标准来降低这些成本，其代价就是降低效率和效能。分权的政 策需要考虑的变量比较少，据估计执行成本也要低得多。 由各州负责非点源污染治理的负面问题是州政府的政策、技术和财政支持比较薄 弱，对跨州界的污染问题难以解决。各州都缺乏财政资源监督执行和发展有效的非点 源政策。各州也缺乏技术专家来提供设计有效的非点源污染治理政策。他们在管理来 自上游各州的排放引起的水污染方面处于不利的地位。而且，许多非点源污染引起的 问题在污染源附近就能感受到，而有一些非点源污染物可以长途迁移到大河主流或影 响区域性水体如墨西哥湾或切萨皮克湾。一州污染政策的受益者也包括其他各州的居 民。美国经验表明只有对跨界污染进行更好的控制，才能更好地实现水质量目标。 第三，要改革传统的点源与非点源分别治理的政策模式，构建一体化的污染治理 体系。 在美国，对非点源污染控制的责任一直在各州，联邦政府负责提供科学、技术和 财政资助。点源污染主要是通过集权的命令一控制计划来实施，这些计划以技术和绩 效标准为基础。而非点源主要通过联邦（USDA 和 USEPA）和各州提供的计划来提供自 愿采纳激励。这种对点源与非点源区别对待的做法因为不能更有效地保护水质量，己 经引起广泛的批评（Freeman，1994；Davies et al.，1998） 。由于农业非点源污染增加， 传统的以点源污染治理为主的政策正在失去效率。 对点源和非点源污染采取两种不同的手段，其结果是要为水质量的改善付出更大 的代价。根据对清洁水法的评估（Freeman，1994 ） ，Freeman 认为，成本很可能 己经大大超过了己经实现的效益。一个原因就是该法律注重点源污染，即使在非点源 是水质恶化的主要原因的时候。另一个关于清洁水法无效率的证据是对点源和非 点源之间污染物排放的边际成本的比较。从全国来看，如果允许 470 个点源排放点进 入点源一非点源交易计划，通过向非点源排放者购买营养物削减量来降低治理成本， 就可以使排放者节省 6.11 亿美元到 56 亿美元的费用（ USEPA，1994） 。这意味着这些 排放点的水质量目标可以以较低的成本，通过减少非点源排放而不是点源排放来实现 （Shortle et al.，2001） 。 清洁水行动计划是实施点源与非点源统一治理的象征之一。该计划的目标是给予 非点源污染以更多的控制，号召在特定的流域层面制定特定的水质量标准，实行“可 渔” 、 “可泳”的 CWA 目标。号召使用可行的机制保证合适的管理实践的采纳。这要求 管理者认定什么是实现水质量标准的合适的管理实践，然后强制推厂执行之。 第四，农业污染的特点决定了混合型污染治理政策体系更有效。 非点源污染是难于规制和控制的，因为它来自于数量众多的地理差异极大的污染 源，这些污染源每一个都排放少量的污染物。有效的非点源政策必须影响许多行为者， 以减少相对小的、不能观察到的污染量。需要构建一个成本一有效的政策体系，这个 政策体系由各种各样的政策一 l 具，如补贴、教育、和行为标准构成，并通过一种“连 锁”机制来激励农民实现周围环境水质量目标。对管理实践和水质量的相关关系的研 究，以及水质量模型的发展，将大大有助于农民和资源管理者把士地利用活动与水质 量联系起来。美国的经验性研究表明，现在还不能说对哪种政策工具对非点源污染治 理最有效。非点源问题的特点在各地的表现是不一样的。对非点源污染控制政策的选 择取决于环境质量问题的性质、管理机构获得有关农业活动与环境质量之间关联关系 的信息的可得性、农场经济学，以及关于由谁承担治理成本的社会决策。在州和地方 层面发展的、以流域层面为基础的控制计划，可以实施任何工具，包括胡萝卜和大棒， 可以为成本一有效解决方案提供机会。 2.欧盟 20 世纪 70 年代，经济发展的质量问题日益受到重视，欧盟政策也由共同市场、 农业和核能等政策领域，扩大到环境政策、社会政策领域。此后，欧盟委员会制定了 数百部有关环境和自然保护的欧共体法律文件，执行了一系列环境行动规划，并逐步 确立了对欧盟环境资源保护活动具有普遍意义的指导性准则或环境原则。但是，和美 国一样，大多数欧共体的反污染立法和政策几乎都是针对点源污染的，而对诸如运输、 农业等这类非点源污染则没有立法。由于种种原因， “欧共体环境政策未能阻止欧洲环 境缓慢而无情的破坏” （蔡守秋，2002） 。20 世纪 90 年代，特别是里约会议以后，环 境与经济协调发展即可持续发展的主题得到确认，欧盟环境政策和法律及其原则才真 正应用于运输、农业和旅游等其他政策领域。旨在控制农业污染、保护野生动物及栖 息地的农业环境条例也应运而生。 欧盟环境政策体系由三种相互联系的环境政策即成员国国内环境政策、欧盟环境 政策和国际环境政策组成。下文将从欧盟和各成员国两个层面考察欧盟农业污染治理 政策。 欧盟层面的农业污染治理政策 农业生态系统的营养物流失是欧洲各国水体污染物的主要来源。欧盟通过环境立 法和共同农业政策来控制农业非点源污染。与农业污染有关的最主要政策措施包括: 饮用水指令 （the Drinking Water Directive，75/440 和 80/778） 、 （硝酸盐指令） ） （the Nitrates Directive，911676）和农业环境条例 （the Agd 一 Environmental Regulation，92/2078） 。共同农业政策包括实施市场方法和农村发展项目。 饮用水指 令主要包括地表水体的水体指令和地下水的次级指令。地表水水体指令的目标是:对 河流实行流域层面的水管理，起草包括有具体措施的流域管理计划，制定关于营养物 和农药残余的普通标准和特定情况下采取的更严格的标准，以保持流域水体具有良好 的质量、数量和生态状况。地下水次级指令为成员国评价地下水化学状况提供指标， 指令规定了地下水中硝酸盐和农药质量浓度的临界指标分别为 50mg/L 和 0.1mg/L，并 制定了其他一些污染物的临界指标，提供污染物浓度变化的鉴定标准，制定了间接排 放限额。 20 世纪 80 年代末，在一些成员国的推动下，欧盟进一步立法以治理排入水体的 营养物污染源，于是 1991 年又出台了硝酸盐指令 。该指令要求各成员国对那些受 到农业硝酸盐污染的水体进行监测，并将硝酸盐含量超过或可能超过 50mg 几，和已 经发生或可能发生富营养化的水体标定出来，将这些水体的集水区划定为易受硝酸盐 污染区（Nitrate Vulnerable Zones，NVZs） 。各成员国必须对所有的 NVZs 制定切实可行 的行动计划，防止动物粪肥和无机化肥施用对水体的污染，区内要采取强制性措施以 减少营养物质的进一步流失，其中对农业经济影响最大的一项规定是动物粪肥使用量 （以氮计）每年不得超过 170kg/h 时。对于 NVZS 以外的地区，各成员国必须制定实施 “环境友好型农业”措施的自愿性准则，内容包括粪便储存率、施用率、施用时间和 其他相关问题。目前所有成员国都实行硝酸盐监测。 农业环境条例的重要性主要在 于防止农业生产对野生生物及其生存环境造成污染和破坏。它确立了几项基本原则， 各成员国可以据此制定相关政策，比如通过向农民提供补偿性支付来保护野生生物及 其环境。 农业环境条例在各成员国实施的情况各不相同，在可允许进行的农业活动 方面差异很大。共同农业政策（the Con Agricultural Policy，CAP ）是欧盟自创立以来一 直保持的行业政策，由两大支柱组成:一个是市场支持，包括建立直接付款的营销团体 和采取诸如调节、存贮这样的市场手段；另一个是包括 n 条措施的农村发展项目。市 场支持的目的是维持土地在良好的农业和环境条件下的持续利用。农村发展项目制定 了农民在当地从事农业生产活动时所应遵循的标准，各成员国制定的标准不能与欧盟 通过的强制性环境要求的最低标准相冲突。该项目有两个重要措施，一个是农民为社 会和农业环境的改善所做出的贡献中超出政府所提供资金的那一部分应该给予补偿； 另一个措施是行业立法设立新标准时，要对农业生产成本进行补贴，使农民可以接受 这个新标准。 此外，1998 年欧盟理事会初步就关于水政策的框架指令 （Framework Directive on Water Policy）达成初步协议，为保护地面水和地下水建立了共同体的政策框架，包 括河流流域管理、实施评价、制定行动计划和标准等内容（蔡守秋，2002） 。2001 年 12 月，欧盟颁布了水框架指令 （Framework Directives） 。该指令强调，对于来自 农业径流污染的特别令人关注之处在于污染管理措施，这些措施应是“范围广泛的、 预防性的、经济合算的、联合运作的” 。指令要求增加监测点，对农业径流污染进行充 分的监测，以评估非点源污染对水体的影响。 根据该指令制定的流域管理计划将在 2009 年完成，其内容包括:对造成水污染的 径流污染源进行评估，对造成这种污染的土地利用情况进行总结，要在用于提取饮用 水的水体所在区域建立水保护区，制定计划和措施防止和控制来自径流的水污染。欧 盟还通过立法对农药管理提出了要求， 农药立法的目的是保护环境与人类健康，并 协调农药生产、使用和控制三者的关系。农药立法实行双重评估体系，首先，在行业 水平上评价各种用于农药生产的毒性物质的作用，合格品列入准许进口的货单中，各 成员国可以检验并批准含有这些物质的农药产品投入生产，农民需要按产品标签上的 规定来施用，并对农产品中各种污染物的残留量分别做出规定，以确保人体摄入最低 量的有害物质。欧盟指令提出了进行农药注册的要求。各国通过各种具体行动来实现 欧盟标准。 所有的成员国都在努力采取措施将农业活动对环境的影响控制在一定的程度。如 下所述，主要措施包括:（1 ）某些情况下的环境税（例如瑞典的化肥税，丹麦的农药 税，荷兰的粪肥税） ；（2）自愿签约计划，通过参加这类计划农民可以接受某些管理 限制凄求，并得到相应的补偿；（3）规制、标准管理，比如存栏率限制，施肥率限制， 施肥时间的限制，农药管理，对可能导致污染的物质的贮存的应有的管理标准。自愿 签约的计划主要用于野生生物和景观保护领域，在这些地方，对农民生产的公共产品 给予支付的观点已经得到整个社会的认同（Hanley et al，1998） 。环境税和规制标准主 要用于环境恶化的领域，比如水污染。在这个领域，整个社会似乎还保持这种看法， 即农民应当付出成本，把环境收拾干净，以达到社会满意的水平。有关这种财产权分 配差异的论述可以参见 Broniley 等人的研究（1992） 。这也表明公众的好恶对公共政策 工具的选择是有影响的（Shortle et al.，2001 ） 。 成员国层面的农业污染治理政策 英国 1、概况 英国政府历来都比较关注农业生产对野生生物和景观的影响，而不太关注农业对 水质量的影响。因为英国农业活动对野生生物的影响和引起景观变化的问题己经十分 普遍，十分显著，而对水质量的影响只限于局部，不太突出。早期环境政策的焦点是 工业污染源和由市政负责的废水收集和处理。有关乡村的早期立法也更多地集中于休 闲景观，比如 1949 年关于国家公园的法律和 l%8 年的乡村法等。1974 年颁布的野生 生物和乡村法允许通过双边管理协议建立特别保护景点，由自然资源管理局提供资助。 一直到 20 世纪 80 年代中期，英国农业、渔业和食品部（ MAFF）也没有认识到农业活 动对环境的负面影响，也没有任何预算用于环境改善。1985 年为了响应欧盟环境政策 一体化的倡议，英国首次将农业部门的预算扩展到环境保护领域。1992 年欧盟的农业 环境条例强化了这一措施，由 MAFF 资助的农业环境政策日益增多（Hanley et al.，1999 ） 。 这些环境政策遵循了英国的标准方式，即“管理协议”模式。其前提是假设农民 对其土地提供的环境服务拥有天然的产权，主要采取自愿参与计划并提供补贴的方式 来执行其环境政策，其政策执行的成功率可以用参与率来衡量（Hanley et al.，1999 ） 。 如上所述，虽然英国多数环境政策仍然以野生生物和景观为目标，但是农业对水 质量的影响开始受到关注。这些影响包括:硝酸盐和磷酸盐对河流、湖泊、小溪的污染； 农药流失对水体的污染；青贮饲料罐漫溢的液体（按 BOD 影响算，青贮饲料罐流出的 液体比生活污水污染浓度高 200 多倍） ；来自牲畜废弃物的贮存、撒播、沉积的污染 （一年大约处置 2 亿 t） ；储存罐中的石油或柴油的泄漏事故；蔬菜加工厂的废水等等。 青贮罐液体漫溢和畜粪扩散的问题主要集中在英国西部的奶牛养殖区。英国的土壤侵 蚀问题并不严重。 总体上看，来自农业的水污染在下降。1988 年英国河流管理局记录了 4141 件由 农业生产引起的污染事件；到 1998 年，这个数字己经下降到 2050。当然，这些数字 反映的只是一些易于观察的污染事件，比如死鱼事件，而不是所有的农业引起的水污 染事件。 在一些地方水质超标，地下水中也能检测到常用的农药（shortle et al.，2001） 。英 国早期并没有关于农业对水污染的立法，所以主要采用劝服手段来进行管理。MAFF 对 农民提供“最佳实践指南” ，告诉他们如何把污染风险控制在最小范围，比如不在结冰 的冻土上施撒粪肥，不在刮风的天气里喷施农药等等。其目的主要是防止污染事故的 发生。但是，不遵守指南也不算违法。这些指南还在不断地更新升级，现在己经覆盖 到水污染、空气污染和土壤保护等领域。根据 1991 年的水资源法，农民让青贮罐的水 污染河水，就会受到起诉。现在的立法也允许管理者制定法规来要求农民采取适当的 预防措施，防止各种可能污染河流的物质漫溢、渗漏。地方当局也可以根据环境保护 法采取措施防止不良气味污染比如养猪场的味道。 2、规制与补贴 涉及农业对水污染的主要立法是硝酸盐脆弱区规划。该规划是对欧盟饮用水指令 的响应。该指令命令各成员国采取行动，防止饮用水标准超过世界卫生组织制定的临 界指标 50mg 几。 英格兰和威尔士划定了 32 个硝酸盐脆弱区，在这些地方，农业活动、水文条件和 土壤类型都使饮用水中的硝酸盐含量容易超过临界标准。该地区的农民可以选择加入 该计划，限制农业活动，并按参与计划的土地面积得到补偿津贴。这些补偿支付在各 个硝酸盐脆弱区之间和每个硝酸盐脆弱区之内都不一样。农民可以用部分或者全部土 地参与该计划，并签订 5 年的合同。 合同规定包括:把可耕地转化为不施化肥、不放牧的草地；把可耕地转化为草 地，但化肥按固定限量施用（例如一年折合巧 150kgN） ；种植低氮作物，例如最多 一年施用巧 150kgN，不允许种土豆或白菜。 此外，在这些脆弱区还设置了禁止施肥的封闭期，规定 9 月巧日至次年 2 月 1 日 禁止在农田和草地施用化肥；9 月 1 日至 11 月 1 日禁止在草地和秋季仍然耕种的农田 上施用有机肥，8 月 l 日至 11 月 1 日禁止在秋季休闲的农田上施用有机肥。条例还规 定了氮的限制施用量:氮肥的施用量不能超过作物的吸收量，有机肥的最高施用量 N 为 250k 岁 h 时，耕作 4 年以上的农田应减为 170kg/hm2 年。 条例还提出了对肥料施用方法的要求:土壤在水涝及冻结状态下不能使用氮肥，在 陡坡地不能使用氮肥，在靠近河道的 10m 内不能施用氮肥，要均匀和准确定量施用肥 料。此外，施肥规定还要求农户至少保留 5 年中种植作物、饲养动物和使用氮肥及有 机肥的纪录（朱兆良，2006 ） 。 这些补偿支付的额度从每公顷 65 英镑到每公顷 625 英镑不等，取决于规划地所在 区域、合同限定的范围等。到 1998 年，在英国所有规划区中，已经有 58%左右的土地 符合条件，参加了基本计划，其中 21%还进一步参加了奖励性耕作计划。监测显示， 该计划已经使得受影响地区的硝酸盐流失量降低。有些证据表明硝酸盐脆弱区计划带 来的环境利益的价值己经大大超过了该计划的成本（Shortle et al.，2001） 。 3、农药税 设计一种农药税来减少农药的环境影响是一个艰巨的任务。农药的环境影响不仅 取决于产品的化学成分，而且取决于它们使用的频率、施用的方式和施用的地点。有 人提议，或者按农药的成份征收差别税，或者以法规为后盾，对使用农药的行为征税 （DETR，1997） 。政府也需要知道，如果对一种农药征税，农民是否会用别的东西替代， 而这些替代品也许对损害更大。 英国对农药管理的传统方法是由政府对农药进行登记，并通过按自愿规则采取的 实践把农药使用限制在环境损害和健康损害最小的范围内。农药登记制度是通过非正 式地、日常地权衡农药使用的利益和风险来执行的，同时也对那些不希望发生的、对 人类健康和生态系统的“不可接受的风险， ，加以限制。但是，登记制度并没有限制使 用量、使用范围、使用方式。它本身并不能激励农民自愿将农药使用降低到最佳使用 水平。 所以，英国一直在探索征收农药税。这种税可以作为产品收费，目的在于削减农 药的绝对使用量，鼓励使用损害更小的替代品。后一种目标要求采取一种联合税税制， 产品按照损害的期望值来衡量，这个期望值可以通过某种方式来估算。税收以估计的 农药下降的边际成本为征税基础。 一份可行性研究表明，这样一种税收还能鼓励人们采纳本身就可以减少农药用量 的害虫综合管理系统。英国农民对除草剂的需求弹性在 0.3 到 0.7 之间。据估计，对农 药按销售价格征收 50%的税，就会导致农场收入平均减少 2%左右，而且，从短期来看， 每年还能增加 70008000 万英镑的税收收入（ Shortle et al.，2001 ） 。 4、其他政策激励与问题 在英国，有关农业对环境影响的政策是由农业一环境条例指导的。根据这个条例， 农民生产环境产品，如令人愉快的景观和质量完好的野生生物栖息地，可以获得报酬。 有机援助计划是按公顷面积提供补贴，以鼓励农民将生产方式转换为被认证的有 机生产方式。人们也期望该计划的实施能够降低农药的使用并减少农药污染。根据营 养物和 BOD 对水质量影响的评估，有机肥料对水体营养水平有同样的不良影响，而且 有机肥料的 BOD 的影响比化肥还大，无机肥料的减少与有机肥料的增加往往相抵，因 此，对有机肥的使用也要加以限制。 荷兰 荷兰是世界上人口密度最大的国家之一。这里有高密度的牲畜养殖业，与牲畜废 弃物有关的污染问题十分严重。此外，大型园艺企业也是农药使用大户。这里简单介 绍一卜荷兰如何执行欧盟的硝酸盐指令。 根据土壤特征和农业活动的特点，1995 年荷兰政府决定将全国都划定为硝酸盐脆 弱规划区。这个决定直接关系到农业发展。行动计划的基本方法是:运用农场水平的无 机物结算系统（afarmlevel mineral accounting system）和总量平衡方法，估算每个农 场每一年的硝酸盐流失量（等于投入量超过作物吸收的量） 。政府可以运用这个系统对 全国任何年份的来自硝酸盐的环境负荷进行量化评估，并把定点评估地区的富营养化 或饮用水质量问题与硝酸盐流失报告联系起来。这个结算系统是分阶段逐步应用的， 从 1998 年开始，首先用于集约化动物养殖业的评估。 行动计划对农田养分的流失量也有明确规定，如果流失量超过标准，就必须缴纳 一定的费用，且收费标准随着养分流失量的增加而增加。例如，化肥施用的限量范围 被设定，每年可施用于草地的 P2O5 最大值是 200kg/m2。禁止在 9 月 1 日到 2 月 1 日在 易于渗漏的土壤上施用动物粪肥。 按照有关的强制性条款，根据每个农场的粪肥平衡表计算出的农场粪肥剩余要纳 税。荷兰还开发了一个粪肥交易系统，目前运行良好。根据这个系统，农场主可以买 卖粪肥施用权，这样那些有“富裕接纳能力”面积的农场主就可以向那些面积额度用 完了的农场主出售施肥权。这个权利的大小根据这样一个比值来确定，即一个特定农 场的最大允许撒播率与实际牲畜存栏率的比值。这个系统设有内在的减少供给的机制， 因为每进行一次交易，权利就减少 25%，这与土地大小无关。 最后，政府支持二业化再生企业发展，促进粪肥转化利用。这些政策都改变了荷 兰农场的收入和环境质量（Helming，1997 ） 。 荷兰还对动物类肥料加工征收剩余类肥料税。税率则根据农场每公顷农田每年所 产生的磷的重量来定（OECD，1996） 。 欧盟农业污染治理政策的启示 第一，农业环境政策一体化是建立农业污染治理政策体系的前提。 20 世纪 80 年代以来，欧盟环境政策一体化原则逐渐形成和发展，促进了环境政 策领域的扩展和环境政策手段的扩大。环境政策一体化是指将环境目标纳入到共同体 的其他政策领域。对于农业领域，其重要贡献在于为农业与环境一体化发展提供了指 南。根据这个原则，所有的农业政策在提交给各成员国通过之前，都要根据其环境影 响进行评价。在这个原则基础上发展起来的农业与环境一体化思想，要求人们在制定 和实施农业政策的时候要对其引起的环境问题加以充分考虑，比如减少农业污染的必 要性等等；同样，在制定和实施环境政策的时候也要全面考虑它们对农业产量、收入 和价格的潜在影响。这是一个双向的过程。 环境政策一体化，使得环境目标正日益成为欧盟农业政策改革的一个值得期待的 部分。1985 年的欧盟绿皮书共同农业政策的远景 ，第一次撰写了“农业环境影响” 的专节，以引起人们对农业污染问题的关注。这个转折标志着:（1）农业对环境的影 响得到认识；（2 ）农业部门的预算一可以用来支持旨在改善农业活动对环境影响的政 策创新。 第二，需要改善农业一环境政策与农业政策以及其他农村政策的协调性。 尽管马斯特里赫特条约第 130R 条呼吁加大环境与农业的一体化进程，但是我 们仍然可以看到共同农业政策与农业一环境政策背道而驰情况。例如，英国的高地地 区的环境脆弱区，经常受到过度牧羊的危害，这降低了该地区的生态质量。如 ESA 补 贴是鼓励农民通过减少养羊头数来减低放牧的压力。但是 CAP 政策下的山地牧业补偿 津贴，却通过按每头繁殖期的母羊进行补贴的方式来鼓励农民保持更多的羊（Shortle et al.，2001） 。还有很多这样的例子。这种冲突既增加了自然保护的成本，也降低了政 策接受率。 交叉承诺经常用作环境目标与农业政策的更广泛的目标协调一致的手段。有很多 不同形式的交叉承诺，比如“红色标签”方法，是指如果农民不遵守环境标准，他们 将失去所有获得支持性补贴的资格；“绿色标签”方法，如果农民达到了规定的标准， 他们将得到更高水平的补贴；“粉色标签”方法，如果农民违反环境条例，他们将失 去部分补贴资格。 可靠的交叉承诺计划的执行是非常困难的。尽管如此，交叉承诺手段仍以虽然有 限但日益增长的趋势被欧盟及各国政府采纳（比如挪威把环境条款与可耕地支持补贴 挂钩；欧盟对储存品提出环境要求） 。英国政府呼吁在未来的 CAP 中增加环境交叉承诺 的应用，并以对可耕地面积支持补贴以及对牲畜头数支持补贴增加环境条款为例，说 明了交叉承诺的必要性和可行性（DETR，1997） 。 第三，需要更准确地确定农业环境政策目标。 农业一环境政策目标应根据当地情况来定义。例如，芬兰只有 10%的土地是可耕 地，其他大多数都是具有很高生态价值和文化价值的土地。然而芬兰对欧盟农业一环 境条例（92/2078 ）的应用还只集中于营养物流失问题，而多样性和景观保护还没有纳 入农业一环境规划。这样，农业污染题可以得到缓解，但栖息地保护的努力却会受到 阻碍，因为支付计划是以耕地面积为基础（Shortle et al.，2001） 。 如果农民之间实现规划要求的机会成本各不相同，统一支付率就是无效的 （Hanley et al.，1998 ） 。此外，许多自愿性支付计划是根据协议规定的管理措施（比如， 存栏率减少量，化肥施用减少量）来决定的，但是管理措施与环境效果之间的关系往 往是不确定的。所以有人建议根据环境结果来设定政策目标（Shortle et al.，2001） 。但 是，我们也看到，大多数农业污染问题都具有非点源污染的特征，以环境结果为政策 目标也存在问题。以环境结果为目标也许更适合于以野生生物和景观为目标的政策 （因为识别认证问题比较容易） ，而以管理措施为目标更适合于以减少环境恶化结果如 水污染的政策。 第四，需要对农业一环境政策进行经济效益评估。 显然，在欧盟农业领域中，几乎所有的环境政策都没有受到任何经济效率标准的 评估。这包括成本一有效性和帕累托效率。就拿前者来说，对于经济手段在成本一有 效地解决外部性问题方面的作用，很少有正式的认可。在经济手段被使用的地方，主 要目的要么是为了体现“污染者付费原则， （硝酸盐税） ，要么是作为更好地实现目标 的方法（如丹麦的农药税） 。在某种程度上，设计针对污染者的税收和许可证市场政策 是非常困难的，人们基本上都认为这种政策是不会成功的，它之所以还能存在是因为 经济学家贩卖得比较成功（Shortle et al.，2001 ） 。但是，变化的方向是充满希望的，荷 兰计划更强调使用市场和税收手段来实现硝酸盐指令下的政策任务。在整个欧盟，经 济手段在环境政策中的一般应用也在增加。 至于帕累托效率，经济学家更愿意看到政府把成本一效益准则应用于农业外部性 控制（Hanley et al.，1999 ） 。在法国、瑞典、挪威等国家，类似的政策也用这种方法进 行了评估，但是，在更多的案例，成本一效益准则还没有得到运用。这也许会导致一 些大的政策失误。实现欧盟硝酸盐指令而投入的资本真的能得到预期的环境和健康利 益的担保吗?丹麦农药行动计划的成本是否太高了?现在，我们还不知道这些重要问题 的答案。 第五，需要一个范围更广泛的混合性手段。 在环境政策扩大到农业领域之前，欧盟的环境政策行动规划几乎只依靠法律手段。 为了改变这种倾向和做法，促