经济学家对外部性理论和公共物品理论的应用最初主要集中于海洋渔业领域。早在20世纪30年代，经济学家已经开始关注过度捕捞导致的海洋渔业资源枯竭问题，并希望政府能够采取合理的措施进行有计划的捕捞Edward A.Ackerman（1938）。但是，鉴于当时的社会经济状况和经济理论的发展，Ackerman的研究和呼吁并没有引起政府的关注和其他经济学家的共鸣。

20世纪五六十年代，海洋渔业资源的急剧衰退促使经济学家开始思考海洋渔业的“可持续发展”问题，经济学家开始探究海洋渔业资源急剧衰退的原因并期望寻找解决问题的方法。戈登（H.Scott Gordon）（1954）认为，在自由竞争条件下，海洋渔业作为一种共有产权资源，个人的捕鱼努力最终会导致海洋渔业资源的枯竭，但是，戈登并没有提出如何降低个人捕鱼努力的方法。1968年，哈丁在其一篇著名的论文中提出了“公用地悲剧”理论，并探讨了一些似乎可以避免“公用地悲剧”的方法及其缺陷。这段时期的研究主要是用外部性理论和公共物品理论来解释一些看似无法避免的“悲剧”问题，对解决问题的方法的探讨并不是研究的核心，经济学家普遍地笼罩在一种“悲观”的氛围中。

1970年代，经济学家对渔业过度捕捞问题的研究延续了戈登和哈丁的基于公共物品理论和外部性理论的研究思路（Sweeney et al.，1973；Clark，1973，1979；Anderson，1976；Castle，1978）。但是，这个时期的经济学家开始摆脱之前研究的“悲观”情绪，不仅探讨过度捕捞的成因，而且积极探讨保护、恢复和增加商业鱼类种群的可行的经济方法，如实行捕捞数量限额、休渔期、海洋保护区等制度。但是，这个时期的经济学家仅仅注意到过度捕捞对商业鱼类种群的损害，并没有思考过度捕捞对整个海洋生态系统的影响，如对非商业海洋物种、海鸟等的影响。

从1980年代开始，随着环境研究的逐步深入和生态系统理论的发展，经济学家出现了分化，一些经济学家继续使用公共物品和外部性理论对海洋渔业过度捕捞问题进行深入研究，提出使用产权私有化、休渔、数量控制等措施来限制过度捕捞问题（Grafton et al.，2000；Mansfield，2004；Levy，2010）；而另一些经济学家开始关注过度捕捞对海洋生态系统的影响，并认为过度捕捞是引起海洋生物多样性衰退的主要因素之一，渔业应该更加关注生物多样化和可持续发展（Hammer et al.，1993；Caddy ＆ Seijo，2005；Jackson，2008），但到目前为止，该派经济学家除了提出建立海洋保护区（marine protected areas，简称MPAs）（Dowling et al.，2012），并没有能够提出既兼顾人类福利又能保护生态系统的更加合理的措施。

海洋渔业是人类利用海洋最早也是最初级的形式，随着科技进步，人类对海洋的认识加深，利用进一步扩展，如海洋矿藏开发、油气田开采、海洋化工等。这些更加深入的海洋利用模式可能带来的对海洋的负面影响也远远超过了海洋渔业，其负面影响不仅涉及的范围广，而且负面影响延续的时间也更为长久。如海上溢油事故，它不仅仅造成海水污染，其结果很可能是导致鱼类、海鸟的大量死亡，生物栖息地的消亡，甚至造成海洋生态的永久性破坏。并且，海洋溢油的后果的显现非常缓慢，一些后果可能在溢油后的几年甚至十几年才能显现出来。

过度捕捞研究针对的是拥有市场价格的海洋商业鱼类的可持续利用问题，但是，现代人类更加先进的海洋活动对海洋产生的负外部性远远超过了过度捕捞的后果：首先，不仅涉及有市场价格的商业鱼类，而且涉及无市场价格的海洋资源与环境；其次，不仅涉及海洋生态系统本身，而且还涉及依赖该生态系统生活或生存的其他经济主体；最后，无法明确地区分整个海域生态系统每一部分所受负外部性的大小。这促使外部性理论和公共物品理论与传统的成本-收益分析方法的结合。

用成本-收益分析法分析外部性问题是现代最为常用的分析方法。经济学家通过将一项经济活动的成本与收益划分为私人成本和社会成本，私人收益和社会收益来分析外部性问题。在分析负的外部性时，经济学家通常集中于对社会成本的分析，而在分析正的外部性时，则集中于对社会收益的分析。海上溢油污染作为一项有负外部性的经济活动，研究者主要集中于对海上溢油社会成本（简称溢油成本）的探讨，即将对因溢油污染导致的海洋损害的货币支付看做一种社会成本。故而一旦溢油成本问题讨论清楚，通过对溢油成本的经济补偿，溢油污染便可以成功的“内部化”。(www.daowen.com)

1.溢油成本外延的界定。溢油成本的外延是从事溢油研究的研究者们最早讨论的主题之一。确定溢油成本的组成既是污染者及其相关机构或组织进行补偿的依据，也是进行定量分析和实证研究的前提之一。尽管关于哪些支出可以计入溢油成本的讨论早在1970年就已经展开，但迄今为止，溢油成本的外延仍然不是非常明确。因此，研究者在对溢油成本进行数据分析时往往对溢油成本的构成产生分歧，这也是导致计量结果产生差异的主要原因之一。早在1977年，Homles就分析了溢油成本的构成问题，认为除了油和设备损失外，溢油成本还应包括清污成本、支付给第三方的补偿和杂项行政成本。由于受传统经济理论的制约和生态环境研究自身的一些缺陷^[8]，在整个1970年代，溢油污染的环境损害问题并没有引起各国足够关注，故Holmes也没有将环境损害纳入溢油成本中。此外，Holmes关于溢油成本的外延也与《1969年责任公约》关于“油污损害”的界定不符^[9]。随着溢油事故的频发及案例处理的增加，Grigalunas et al.（1986）详细地分析了溢油的成本问题，认为溢油成本应该包括应急成本、清污成本、修复成本、海洋资源成本、娱乐损失、旅游业损失和其他成本7种，不再提油和设备损失及行政成本，但也没有明确提到环境损害成本。Helton ＆ Penn（1999）讨论了溢油的私人和社会总成本，认为在溢油总成本中，不仅要包括政府的应急成本和资源损害成本，还应包括私人应急成本、第三方索赔、船舶或设备修理成本，并通过具体案例分析得出自然资源的损害和评估成本仅占总责任的一小部分。这两篇文章关于溢油成本外延基本持相同观点，尽管都提到资源损害成本，但仍然没有明确提出环境损害成本。随着生态环境破坏问题日益严重，《1992年责任公约》增加了对环境损害的补偿。显然，Helton ＆ Penn并没有参考该公约。但此后的研究者都将环境损害列为溢油成本的重要组成部分。Liu ＆ Wirtz（2006）详细地讨论了溢油成本问题，其文章将溢油总成本分成五类：环境损害、社会经济损失、清污成本、研究成本和其他成本，并认为研究成本应该引起研究者的关注。2009年，Liu ＆ Wirtz将原先的五类成本重新归类为三种成本：环境损害成本、社会经济成本和应急成本。在文章中，Liu ＆ Wirtz认为所谓的环境损害成本是指自然资源因溢油污染所导致的服务的损失，这类似于生态经济学中生态系统服务功能的下降；社会经济成本则是外部性成本；应急成本基本等同于清污成本，大体包括其前面文章的清污成本、研究成本和其他成本。Kontovas et al.（2010）则将Liu ＆ Wirtz（2006）的五类成本归纳为三类：清污成本、社会经济成本和环境损害成本，而清污成本则与Liu ＆ Wirtz（2009）应急成本的含义相同，即包括移除、研究和其他成本。Vanem et al.（2008）认为，总成本应包括搜救清污成本、船货损失成本、私人损害／生命损失成本、环境损害成本4种，但对每种成本具体包含哪些项目并没有给出具体的解释。Cohen（2010）专门讨论了溢油成本的构成，认为溢油成本包括私人和外部成本两部分，前者包括油井和相关设备的损坏、清污成本、诉讼成本等，后者包括工人受伤和丧命、自然资源损害、受影响的商业导致的收入损失（如渔业、旅游业）、清污成本等。尽管不同研究者对构成溢油成本的成分持不同意见，但是，到目前为止，对溢油成本至少应包含清污成本、社会经济成本和环境损害成本三项，研究者的意见则是一致的。而清污成本则成为研究者定量研究的重点，在许多研究者的文章中，研究者往往用清污成本替代溢油成本，这与IOPC Funds在处理溢油事故时补偿的范围与特点相一致。在IOPC Funds已经支付的136起溢油事故中，赔付的项目主要包括清污、渔业损失、旅游业损失、其他财产损失、环境损害、其他成本支出等（Kontovas et al.，2010）。在20世纪所发生的海上溢油污染事故的处理中，通常清污成本所占的比重最大，而进入21世纪之后，其他成本的比重逐渐上升，并超过清污成本，如对第三方的补偿、环境损害补偿等。

2.构建测算溢油成本的模型。尽管测算溢油成本的研究在1970年代已经萌芽，但直到1990年代后期，测算溢油成本才成为关于溢油污染补偿问题研究的主流趋势。最早测算溢油成本问题的是Holmes。1977年，Holmes在提交给国际溢油会议（IOSC）的论文中提出了一个海上溢油清污措施成本的模型。作者首先假设溢油蒸发率在前三天有效并是递减的（分别15%、10%和5%），而自然分解率为15%，但第一天为总溢油量的15%，而此后的时间里共分解剩余量的15%。在此假设下，文章分析了溢油位置、清污战略选择和溢油量对清污总成本和平均成本的影响。而最早明确使用成本收益法研究溢油问题的是美国经济学Mark A.Cohen。1986年，Cohen利用成本收益法对美国已发生的溢油补偿案例进行分析，分析了溢油量、清污成本和环境损害之间的定量关系。通过分析，Cohen认为，美国海岸警卫队实施的溢油阻止措施无论是在总的方面还是在边际方面，其收益都超过了成本。Cohen估算出阻止一加仑溢油的社会边际成本是5.5美元，而边际收益则是7.27美元。但是，此后十几年中，似乎再没有研究者使用定量方法研究海上溢油污染损害的补偿问题。从1999年开始，国外的研究者重新使用定量方法研究溢油成本问题，而IOPC Funds的补偿案例成为研究者研究数据的主要来源。Etkin（1999，2000）在两篇文章中探讨了决定溢油清污成本的因素并计算了各因素对清污成本的影响度。Etkin认为决定清污成本的因素主要是溢油的油品、时间和位置、受影响区域的敏感度、当地的责任限制、地方和国家的法律及清污战略，但两篇文章仅计算了溢油地点、油品、溢油战略和总溢油量与清污成本间的数量关系。2004年，Etkin在之前及美国其他机构研究的基础上，为美国环境保护局（Environmental Protection Agency，简称EPA）设计了一个基础溢油成本评估模型（BOSCEM），在此模型中，Etkin将溢油成本扩展到溢油应急处理成本、环境成本和社会经济成本，而不仅仅是溢油清污成本。并提供了用BOSCEM计算三种成本的简便方法，在附件中，Etkin给出了运用BOSCEM计算的基于不同油品的不同溢油量的应急处理成本、环境成本和社会经济成本的具体数额。

Liu ＆ Wirtz（2006，2009）分别构造了溢油导致的环境损害和社会经济损失的两个理论模型，并利用这两个模型计算了溢油导致的环境损失、短期和长期的社会经济损失。

Shahriari ＆ Frost（2008）利用多元线性回归分析了清污成本与溢油量、油的密度、离岸距离、风速、水温、人均GDP、准备水平等10个因素之间的线性关系。通过分析，作者得出了两个预测模型。这两个预测模型仅包含了清污成本与溢油量、油的密度、准备水平三个因素之间的线性关系。作者将其模型与Etkin的BOSCEM模型进行了对比，认为其模型在准确率方面要优于BOSCEM模型。

Kontovas et al.（2010）利用IOPC Funds数据分析了溢油量和清污成本、溢油总成本之间的关系，通过对数线性回归，Kontovas et al.推导出了两个公式：清污成本公式和溢油总成本公式，并在此两个公式的基础上推导出了单位清污成本、单位溢油总成本公式和边际清污成本、溢油总成本公式。并计算了2009年美元价值的平均清污成本和溢油总成本分别为1 639美元／公吨和4 118美元／公吨。Alló ＆ Loureiro（2013）在数据和变量两个方面扩展了Kontovas et al.的模型，考察了船型（单层船、双层船）、季节、时间、时代、受害国法律制度、事故原因等不同因素对总损害的影响。Alló ＆ Loureiro的研究与Shahriari ＆ Frost（2008）的研究除在考虑的具体因素有所差别之外，其研究方法基本相同，全部使用的是多元线性回归分析。但由于两篇文章在回归模型中考虑的要素过多，所以其可信度都有可能会降低。

通过搜索国内的两大学术文献数据库（万方数据和中国知网），本研究发现，截至2015年12月31日，国内并没有基于实际数据的关于海上溢油成本问题的定量研究文章，而仅有的两篇关于溢油补偿的线性回归分析主要集中在数学模型构建和仿真方面，没有实际数据的支撑（周国华和何金灿，2010；彭陈，2012）。