資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics第十一章環境規制與污染控制第一節污染控制的環境規制手段福利經濟學是系統分析各種資源配置方式經濟后果的方法論，也為從社會福利角度評價環境規制政策提供了理論基礎福利分析一般涉及兩個問題，一是某種資源配置是否有效率，能夠使社會福利最大化的配置即為有效率的配置方式；二是在不同資源配置方式下得益者和損失者的識別和度量11.1.1污染與規制的經濟學模型資源與環境經濟學

ResourceandenvironmentaleconomicsA.供給和需求曲線消費者和生產者構成了經濟活動的主體如圖11-1所示，在一個簡單的經濟學模型中，橫軸為產品數量，縱軸為產品價格需求曲線刻畫了產品給消費者帶來的邊際效用，或消費者對產品的邊際支付意愿，由消費者的偏好決定；供給曲線則描繪了生產者的邊際生產成本若市場處于完全競爭的狀態，需求曲線和供給曲線的交點即為市場均衡，D

為市場均衡價格，C

為均衡數量需求曲線以下的面積代表了消費者獲得的總效用，供給曲線以下的面積則代表了總的生產成本。當資源配置處于市場均衡B

點時，社會總福利即為

AOB

部分的面積（=總效用ABCO-總成本OBC），且此時社會總福利最大社會總福利還可以分別分解到消費者和生產者：消費帶來的總效用ABCO減去消費者以價格D為數量C的產品所支付的ODBC，也就是ABD部分，被叫做消費者剩余；生產者以價格D賣出數量C的產品獲得ODBC，減去其生產C所付出的成本OBC，即OBD部分，被稱作生產者剩余圖11-1完全競爭市場下的均衡11.1.1污染與規制的經濟學模型資源與環境經濟學

ResourceandenvironmentaleconomicsB.外部性市場實現了最有效的資源配置，然而在很多情況下，市場會“失靈”，例如存在壟斷、信息不對稱、外部性外部性是指一個行為人的生產或消費行為對其他行為人產生了影響，但這種影響不是通過市場交換發生的以生產的外部性為例，由于外部性的存在，社會成本區別于私人成本，生產的私人成本MPC，低于實際的社會成本MSC對于社會來說，最優的生產量為C，此時社會福利為AOB部分的面積；但生產者僅考慮自己面臨的私人成本，為了最大化利潤，實際會生產數量E的產品，偏離了社會最優的生產規模，市場均衡為F點在F點，消費者剩余和生產者剩余總和為AOF，減去外部成本GOF，社會總福利為AOB的面積減去BGF的面積，也就是說市場“失靈”了，并沒有達到使社會福利最大的配置為了克服外部性，可以通過政府干預、產權界定等措施重新實現社會最優的資源配置，環境規制正是為了解決污染的外部性問題的政策手段圖11-2外部性成本與市場失靈11.1.1污染與規制的經濟學模型資源與環境經濟學

ResourceandenvironmentaleconomicsC.邊際治理成本與最優污染水平污染排放造成外部成本，換句話說減少或者治理污染將帶來收益，然而治理污染并不是沒有成本的，將污染減到零也許并不是社會最優的選擇如圖11-3所示，這里橫軸為污染量W，從右至左即為減排量，MEC為上文所提到的不同污染水平下對應的邊際外部成本，MAC則為污染的邊際治理成本，從右至左看，隨著減排量越大，邊際治理成本越高；從左往右看，MEC曲線下方的面積即為總外部成本（DwF），從右往左，MAC曲線下方的面積為總治理成本（EwB），二者相加，即為污染量為w時的總社會成本；從圖中可以看出，當MEC=MAC時，即污染量為W*時，社會總成本最低（CDE），W*即為最優污染水平減產也是直接減少污染的方式，MNPB為污染排放量（產量）對應的邊際私人凈收益曲線，從右往左看也就是通過減產來減排時帶來的邊際損失曲線。在污染量w右邊時，治理成本低于減產成本，末端治理更劃算，而到污染量w左邊后，治理成本高于減產成本，此時減產更劃算，也就是說在同時考慮減產這種減排方式后，新的邊際減排成本曲線變為ABE，盡管在圖11-3的例子中，這并沒有影響最優污染水平，仍然是W*

圖11-3邊際治理成本與最優污染水平11.1.1污染與規制的經濟學模型資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics1.命令-控制型政策我國的環境保護和污染治理也是從20世紀70年代起步，逐步建立起污染物排放標準、環境質量標準等，1973年引入環境影響評價制度，1979年出臺了《環境保護法》；我國的環境保護以從上至下的模式為主，CAC也是我國污染防治的最主要方式在20世紀70年代發達國家的環境政策工具中，命令控制型政策工具占主導地位，包括發放許可證、頒布環境標準和禁令等CAC的基本邏輯是由政府來決定單個污染者必須遵循的技術準則、排放標準、許可和污染區域劃分等；同時，CAC往往有明確的配套文件指導、嚴厲的技術要求和統一的標準，其實施結果的持續性和可預見性較強，因此得到了很多政治家的青睞盡管CAC政策工具有很強的權威性，通常表現為法規、政策與行政措施等，由于國家法律機構與行政機構無可替代的權威性與執行力，在環境管理中發揮了最為關鍵與不可替代的作用，但CAC手段也存在很多局限和弊端：首先，政府制定政策的信息成本極高；第二，命令控制型政策的執行成本很高；第三，中央政府和地方政府間可能存在利益不一致和信息不對稱；第四，命令控制型政策通常意味著很大的尋租空間11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics由于20世紀30年代至60年代間發生的環境公害事件，20世紀70年代起國際上普遍開始重視環境質量，越來越多的環境保護法律法規開始逐步建立，政策制定者也樂于運用缺乏靈活性但簡單直接的命令控制型政策工具保護環境：1）美國在1970年頒布的《清潔空氣法》對二氧化硫、顆粒物、氮氧化物、一氧化碳、臭氧、鉛六種常見污染物分別制定了保護公眾健康的嚴格的“首要國家空氣質量標準”和保護公共福利的“次要國家空氣質量標準”。各州或地區具體的實施方案或標準至少和聯邦政府的標準同樣嚴格。美國立法者還規定，污染者必須運用最佳可行技術來嚴格控制污染物排放。美國所有新的發電廠都必須使用特殊的清潔技術，所有主要水污染源都必須遵守基于最佳可行技術的國家統一排放標準。2）《德國空氣質量控制技術準則》同樣規定了最佳可行技術的要求，對于特殊行業，根據毒性、可持續性、生態蓄積潛力和致癌作用將污染者分為三類，并限制了其廢氣排放。3）荷蘭的政策制定者要求最高毒性物質排放者遵守“最佳技術手段”的規則，其他有毒物質排放者要求遵守“最切實可行的辦法”的規則。4）英國則略有不同，政策制定者在考慮技術可行性的基礎上還關注遵守環境規制的成本。不需要超出成本的最佳可行技術（BestAvailableTechnologynoEntailingExcessCost，即BATNEEC）和最佳實踐性環境選擇（BestPracticalEnvironmentOption，即BPEO）理念強調了環境污染治理過程中的成本效益問題。1.命令-控制型政策11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics我國的環境保護和污染治理也是從20世紀70年代起步，逐步建立起污染物排放標準、環境質量標準等，1973年引入環境影響評價制度，1979年出臺了《環境保護法》。我國的環境保護以從上至下的模式為主，CAC也是我國污染防治的最主要方式。與發達國家不同的是，我國在過去幾十年里還經歷了幾乎是人類歷史上前所未有的經濟騰飛，高耗能、高污染的粗放型發展給環境保護帶來了更大的壓力，經濟發展與環境保護之間的矛盾更為突出。直至現在，我國的環境保護工作仍然面臨著非常嚴峻的挑戰。《2019中國生態環境狀況公報》指出，全國337個地級及以上城市中，有180個城市環境空氣質量超標，占總體的53.4%。另據瑞士空氣質量技術公司IQAir發布的《2019年世界空氣質量報告》（2019WorldAirQualityReport）顯示，中國大陸有48個城市進入了全球空氣污染最嚴重的100個城市之列，在中國大陸的所有城市當中只有2%的城市年均PM2.5濃度小于世界衛生組織準則值（10μg/m3）。工業企業是污染排放的主體，限制工業企業的污染物排放，一直是環境保護的重點工作，80年代至今，為了規范企業環境行為，我國出臺了包括《中華人民共和國環境影響評價法》、《中華人民共和國清潔生產促進法》以及各行業污染物排放標準等法律、法規和標準，從企業建設、生產技術、污染物排放、末端治理等各個環節對企業的環境行為做出了要求和限制。此外，政府針對企業污染排放采取了很多重大整治行動，例如1997年的關停“十五小”，1997-1998年淮河治理的“零點行動”，2007年的“流域限批”等，都是典型的命令控制型規制手段。1.命令-控制型政策11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics2.基于市場的經濟激勵型政策市場能夠通過“看不見的手”自發地、有效率地配置資源，在這類環境政策中，政府的角色就是搭建出一個市場機制，通過自發交易達成最有效的、社會成本最低的減排方案；或是通過對污染物收稅等手段讓外部成本變成企業生產成本的一部分，糾正市場失靈，讓市場均衡重新回到社會最優，盡可能降低政府干預的程度整體上，相比“一刀切”的命令控制型環境規制，市場激勵型政策通常更為靈活，政府行政干預程度更低，企業可以根據自身情況選擇成本最低的生產和排放組合，經濟上更有效率，而且更能為企業清潔生產或污染末端治理提供創新的激勵11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics1981年，美國環境質量委員會對20世紀70年代“環境十年”的政策進行了總結：雖然在過去的10年中環境問題逐漸得到重視，在嚴格的環境規制下，環境問題得到了一定程度的改善，但“經濟至上、追求高增長”的西方經濟文化價值觀與不計成本的強制規制環境政策工具之間產生了沖突。20世紀70年代末美國的經濟遭受重創，兩次能源危機的沖擊加重了當時的經濟滯脹局面。面臨嚴峻的經濟危機，里根政府頒布“12291號行政命令”：大幅削減環保開支和預算、所有環保提案都要進行成本-效益分析、采用更為靈活放松的方式管控企業排污行為。“環境保護不應該成為經濟不增長和經濟萎縮的借口”成為當時極具影響力的口號。在這樣的背景下，美國環境質量委員會認為經濟激勵要在環境政策工具中發揮更重要的作用，并據此提出了三個目標（WashingtonDC，1981）：1）權衡環境規制的成本與效益；2）鼓勵市場激勵在環境政策工具中的運用；3）分散并減少政府在環境規制中的責任，逐漸向市場轉移。以“泡泡政策”為代表，美國的空氣污染治理從20世紀70年代的命令-控制型政策工具逐漸轉變為市場激勵、市場調控的模式。“泡泡政策”的提出源于“泡泡概念”（BubbleConcept），該概念1972年首次出現于有色金屬冶煉行業，將整個工廠看作一個巨大的泡泡，把這個泡泡當作一個整體來計算一個單獨的“固定污染源”的排放量。起初“泡泡概念”將排放污染物的重量作為唯一的控制標準，這很顯然會帶來問題：不同設施排放的污染物毒性和質量都天差地別，只關注質量而忽略毒性，非但不能做到提升環境質量，反而有惡化環境的風險。例如，阿姆柯（Armco）公司的氧氣高爐分別在兩個排放口排出毒煙和灰塵。毒煙對環境的危害遠超灰塵，但其質量卻要小得多。有數據表明，阿姆柯公司750萬美元的治理污染預算資金可單獨使毒煙排放量減少587噸，若單獨運用于灰塵減排，則可減排3965噸（滕海鍵，王瑤，2020）。作為逐利性的企業，該公司極有可能通過增加毒煙排放來填補治理灰塵所省下的排污總量余額。由于當時并沒有出臺企業間的排污權交易，阿姆柯公司更有可能新建排污設施、擴大生產規模來用盡這些余額，達到增加企業利潤的目的。由此可見，最初的“泡泡概念”有著極大的風險和弊端，因此也受到了諸多爭議和反對。2.基于市場的經濟激勵型政策11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics1974年，美國聯邦環保署增加了對“泡泡”內空氣質量的測度：要求每個企業不止采用“最先進的污染控制技術”，還要在新建污染設備之前進行聽證會等審核工作，并在設施投入使用前一年連續監測該地空氣質量。這樣的做法很大程度上消除了“泡泡概念”的負面風險，與“至少將空氣質量維持在現有水平”的目標相一致。1979年，美國聯邦環保署在《聯邦公報》公布了“泡泡政策”，經數次修訂，于1979年12月正式實施。只要工廠這個泡泡向外部排出的污染物總量符合政府規定的環境質量標準，并至少保持相等，且不威脅到周圍的環境質量，則允許泡泡內各排污源自行調劑，以一種污染物的減少，來抵消另一種污染物的增加。在這樣的政策背景下，工廠可以加強治理費用較低的污染物的控制，最大化減少排放量，在此基礎上將多余的規定排放量留給治理費用高的污染物，用最少的成本獲得最佳的治理收益。環保部門也可以將一個區域內的所有工廠看作一個更大的泡泡，自由調節大泡泡內各小泡泡的排放量，只需滿足大泡泡的排放量符合國家排放標準即可。“泡泡政策”充分調動了企業的自主性和積極性，體現了20世紀80年代環境政策愈加重視成本效益分析、更傾向于發揮市場調控的力量的特點。美國“泡泡政策”效果顯著，據統計，截至1985年1月10日，美國聯邦環保署批準了40個“泡泡”，相比傳統的命令控制型政策工具，泡泡政策減少了大約3億美元的成本。各州也紛紛效仿，先后設立200多個“泡泡”，節省成本8億多美元。以實施“泡泡政策”的先鋒美國杜邦（DuPont）公司為例，年均排污量從2769噸降至438噸，約84%（滕海鍵，王瑤，2020）。2.基于市場的經濟激勵型政策11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics歐盟的環境政策發展同樣經歷了從命令控制型向市場激勵的過渡（趙偉，2009）。1972年10月的巴黎政府首腦峰會強調了歐共體環境政策的重要性，第一個環境行動計劃（1973-1976）標注著環境保護正式納入了歐盟的政策規劃，但這只是一個簡單的嘗試，意在突顯環境保護的重要性，并提出了一些簡單的減排措施和標準。直到1977年理事會通過的歐共體第二個環境行動計劃（1977-1981），涉及經濟需求要與自然資源供給相匹配，認為經濟增長的障礙之一是有限的自然資源，并強調了資源保護在經濟發展中的重要性。到了80年代（1983年）的歐共體第三個環境行動計劃（1982-1986）強化了經濟行為對環境的影響評估，政策的有效性和成本效益分析得到了充分的重視。這一點與20世紀80年代的美國不謀而合，同時也是當時國際環境政策的普遍趨勢。2.基于市場的經濟激勵型政策11.1.2規制的手段資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics1.成本效益分析成本效益分析（Cost-BenefitAnalysis,CBA）是從經濟效率角度用來評價項目合理性的最普遍的方法，通過評價項目長期的全部成本和收益來核算項目的凈效益在靜態的成本效益分析中，只考慮特定時點項目的凈效益，也就是總收益減去總成本；總收益包括私人收益和外部收益，可以由社會需求曲線刻畫，總成本也包括私人成本和外部成本，可以由社會供給曲線刻畫；在進行環境規制的成本效益評估時，也需要考慮規制政策產生的全部收益和成本，計算生產者剩余、消費者剩余，以及社會總福利等而在進行跨越時間的成本效益分析時，也就是衡量項目的動態經濟效率時，還需要將時間對成本和收益的影響考慮進來，比較項目在產生影響的時期內的全部收益和成本，跨期加總時需將未來價值通過貼現轉化為現值資源或環境的價值可以定義為其所提供的所有服務的價值的貼現，然而很多服務并沒有被納入市場體系，為此，經濟學家發展出了一系列的非市場價值評估方法，可以分為顯示偏好法（RevealedPreference,RP）和陳述偏好法（StatedPreference,SP）兩大類11.1.3規制的成本效益評估資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics2.非市場價值評估陳述偏好法是直接讓個體在假想的市場設定中陳述自己的偏好或支付意愿，例如意愿調查法（ContingentValuationMethod,CVM）、選擇實驗法等意愿調查法通常采用問卷直接詢問受訪者在特定假想情況下對某對象的支付意愿這類方法顯然對問卷設計、樣本選擇的方面有很高的要求，被調查者信息不足、對支付方式存在一定偏好、甚至受初始點影響等都可能導致各種偏差陳述偏好法的另一個主要缺陷是，由于調查都是基于假想，受訪者并不需要真正地支付，很有可能傾向于高報自己實際的支付意愿11.1.3規制的成本效益評估資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics顯示偏好法從實際的決策中推斷貨幣價值，例如旅行成本法、內涵價值法（HedonicValueMethod,HVM）等內涵價值法利用的是房地產或其他商品市場的決策，利用價格變化或差異之中隱含的消費者對某種環境物品或服務的支付意愿來估計其價值資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics第十一章環境規制與污染控制第二節排污許可排放標準是最為廣泛使用的污染直接控制法，管制部門制定并依法強制實施每一污染源特定污染物排放的最高允許水平標準的制定通常是基于污染物的健康風險，而超過排放標準的排污者將受到一定懲罰，例如罰款、停產等，但這種懲罰并不是基于福利最優化的考慮排放標準的局限在于，在排污標準制度下要達到最優排放水平，必須滿足以下幾個條件：政府需要明確知道社會最優排污量，因而現實中信息缺乏會導致標準設定偏差，從而偏離社會最優的生產和污染水平罰款為與最優排污量對應的罰款水平，并且違規受到懲罰的概率為100%在多個污染源存在時，由于各污染源的治理成本不同、減少污染產生的環境效益也可能不同，最優的排污標準也要因企業而異，單一的排污標準不可能實現社會最優除了空間分布等導致的企業間污染治理成本和效益的異質性，時間上的動態變化讓最優排放標準的確定更加復雜和困難11.2.1排放標準資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics我國最早的國家污染物排放標準是1973年頒布的《工業“三廢”排放標準》，針對工業廢水、工業廢氣和工業固體廢棄物分別制定了排放標準，標志著我國環境保護標準體系建立的起點我國的環境保護標準體系由國家和地方兩級構成，各省、自治區、直轄市政府可以制定嚴格于國家標準的地方標準，涉及污染源的排放標準主要包括國家和各地方的污染物綜合排放標準和行業排放標準綜合的污染物排放標準規定一定范圍（全國或一個區域）內普遍存在或危害較大的各種污染物的容許排放量，適用于各個行業行業的污染物排放標準規定某一行業所排放的各種污染物的排放限制，只對該行業有約束力；行業的污染物排放標準還可以按不同生產工序規定污染物容許排放量環境標準通常按污染物形態分別制定，包括水環境、大氣環境、固體廢物、核輻射與電磁輻射環境保護的一系列標準；除了排放標準外，環境標準還包括環境質量標準以及其他相關標準近年來，為了落實污染物排放控制，開始實施污染物排放許可制度，排污單位應當依法持有排污許可證，按照排污許可證的規定排放污染物11.2.2我國的排放標準體系資源與環境經濟學

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Resourceandenvironmentaleconomics第十一章環境規制與污染控制第三節環境稅征收污染稅的想法由經濟學家阿瑟·庇古(ArthurPigou,1877-1959)首次提出，因此被后人稱為庇古稅(Pigoviantaxes)庇古認為，應當根據污染所造成的外部成本對排污者征稅，使排污者面對的私人成本等于社會成本圖11-5庇古稅如圖11-5所示，當沒有任何環境規制時，企業將Q0處生產（排污），但社會成本曲線實際為MPC’，社會最優的排污量為Q*。如果每排放一單位污染就向企業征收τ*，使得企業的邊際成本曲線向上平移至MPC’，企業的排污量就會從Q0下降到Q*，也就是社會最優的排污量，τ*就等于社會成本與私人成本之間的差距，也就是最優產量Q*處污染的邊際外部成本11.3.1庇古稅資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics庇古稅的優點在于它的成本有效性，相比排污標準，達到同樣的排污量，使用庇古稅的成本更低圖11-6庇古稅的成本有效性環境稅的另一個優勢在于，環保稅政策如果結合一定的配套措施，對環保稅收入進行合理配置，可實現“雙重紅利”：包括“綠色紅利”和“藍色紅利”，其中“綠色紅利”是指征收環保稅能夠有效抑制污染，改善生態環境質量，達到保護環境的目標；“藍色紅利”是指可以利用環保稅稅收來降低現存稅制對資本、勞動產生的扭曲作用，從而促進社會就業、經濟持續增長等11.3.1庇古稅資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics以圖11-6為例，假設有三家企業，邊際減排成本不同，分別為MAC1、MAC2、MAC3（橫軸為減排量），同時DB=BE。S2

為三家企業面臨的排放標準對應的減排量，社會總減排量3S2，總減排成本等于OS2A+OS2B+OS2C。若通過征收τ*的庇古稅來實現減排，則企業1減排若低于S1，邊際減排成本低于排污費，會進一步減排，若超過S1，邊際減排成本高于排放費，減排不合算，因此企業1會減排S1，同理企業2和企業3分別減排S2和S3，此時總減排量仍為3S2，但總減排成本等于OS1D+OS2B+OS3E，低于排放標準下的減排成本。庇古稅能夠實現社會最優，有一個前提是市場是完全競爭的，若市場不完全競爭，庇古稅則可能造成更大的社會福利損失圖11-7不完全競爭市場下的庇古稅11.3.2不完全競爭市場資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics比如企業A是壟斷生產者，如圖11-7所示，由于企業具備操縱價格的能力，MR是企業A的邊際收入曲線。考慮污染的外部成本，社會最優產量為Q*，但為最大化收益，企業A會選擇在MR與MPC的交點處生產，產量為Q0，此時三角形ABC的面積代表無謂損失（DeadWeightLoss），即相比社會最優的福利損失。如果對企業A征收每單位τ*=MEC的排污費（稅），企業的生產成本曲線上移至MPC’，則新的均衡點為D，產量為Qt，而此時對應的無謂損失擴大為三角形ADE的面積。世界各國稅制改革和發展史，環保稅政策主要經歷了三個演化發展階段：理論研究向制度實踐的轉化期（20世紀60年代至70年代）：在這一時期，部分發達國家開始基于“污染者付費”原則對大氣、廢水等污染物的排放征稅，以補償大氣和水體污染造成的社會成本快速發展演化期（20世紀80年代至90年代中期）：在這一時期，以OECD國家為代表的西方發達經濟體積極推進環保稅制度實踐，環保戰略的方向逐漸由“末端治理”向“源頭管控”轉移，環保稅在環境經濟管理手段中的地位和作用逐步提升制度體系完善期（20世紀末初至今）：以OECD國家為代表的西方發達經濟體，積極推動了綠色稅制改革，綜合考慮稅收對經濟和環境的調控作用；這一階段的環保稅改革，與理論界關于“雙重紅利”假說的研究高度相關，以“雙重紅利”為中心的理論研究在客觀上對各國政府積極推進環保稅改革起到了不可忽視的作用我國的環保稅政策是按照遵循了“誰污染誰付費”的基本原則，整體思路是由“費”改“稅”，在納稅人、征收對象等方面都與原有的排污費制度相銜接與排污費制度相比，環保稅政策更加規范、穩定和具有強制性（李霽友，2017），兩者最本質的區別在于：排污費屬于行政收費，由行政部門執行，而環保稅具有法律效力，執行過程會更為嚴謹和規范；相比于排污費基本用于返還企業進行污染治理，環境稅作為政府稅收來源之一，也為地方政府環境監管提供了更高的積極性11.3.3從排污費到環境稅資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics我國正在積極改革和完善環保稅政策，以實現對污染問題的有效控制。我國環保稅政策是在原有排污費制度的基礎上，按照“稅負平移”的原則，經過了“費改稅”的制度變革轉化而來。1979年9月正式頒布實施的《中華人民共和國環境保護法（試行）》，從法律上確定了排污收費制度。對超過國家排污標準的污染物做出規定，需要根據排放數量和濃度來征收排污費。到1982年7月，國務院頒布實施了《征收排污費暫行辦法》，標志著排污費制度的正式確立。與此同時，排污費制度也正式向全國鋪開，在全國范圍內普遍實施，征收上來的排污費著重于返還企業進行污染源治理。之后，排污費制度經歷了改革和完善階段。在2003年1月2日國務院發布的《排污費征收使用管理條例》中，對排污費制度進行了相關調整，由原來的超標排污收費改為總量排污收費，排污即收費與超標收費并行。而在之后的十年內，排污費制度并沒有進行太大的調整。直到2014年9月，國家政府決定對排污費的征收標準進行調整，適當提高排污費征收標準。截至2016年底，31個省區市均按照規定調整了排污費征收標準。在實施近四十年里，排污收費制度對于環境污染的防治發揮了重要作用。但隨著我國經濟社會的不斷發展，排污費制度所存在諸多問題日益凸顯，例如收費標準偏低、征收范圍狹窄、征收剛性不足等，污染控制的效果不盡理想。為此，我國政府在新修訂的《中華人民共和國環境保護法》中建立了環境稅制度，2018年1月1日起正式開始征收環境稅，不再征收排污費。11.3.3從排污費到環境稅資源與環境經濟學

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Resourceandenvironmentaleconomics第十一章環境規制與污染控制第四節排放權交易科斯定理：如果交易費用為零，不管初始產權如何安排，當事人之間的談判最終都會導致最有效的資源配置，即市場機制會自動達到帕累托最優；從社會福利的角度來說，產權的分配不影響效率，都能實現市場最優，只影響福利在不同主體間的分配科斯定理為污染控制政策提供了新的思路—明確污染排放的權利，這也是排污權交易制度的理論基礎在明確污染排放權的基礎上，企業及其他市場參與者可以通過交易自動實現最有效率的污染排放分配管制當局制定總排污量上限，以此發放排污許可，允許買賣排污權，建立起排污權交易市場每個企業基于自身的排污收益與排污成本，決定最優的排放量：當排污權價格高于企業減排成本時，企業進一步減排，并售出富余的排污權，成為排污權的供給者；當排污權價格低于企業減排成本時，企業購買排污權，成為排污權的需求者11.4.1科斯定理與產權資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics圖11-8排污權交易排污權交易最主要的優點在于成本有效性，通過市場機制以最低的社會成本實現減排目標11.4.2排放權交易資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics圖11-8比較了實現同樣的污染排放量，排放標準和排污權交易兩種政策工具下的減排成本。考慮市場中只有兩個企業，它們的污染邊際治理成本曲線分別為MAC1

和MAC2，二者疊加后的MAC即為社會邊際治理成本，也是對排放權的社會需求曲線。命令控制型政策下，每個企業的產量（排放量）最多為Si，允許的社會總產量為2Si，兩家企業的減排成本分別為三角形CDE和ADF的面積。若采用排污權交易市場，總的排污許可供給同樣是2Si，形成排污權價格為p*，兩個企業對應分別排放Q1

和Q2，此時的污染控制成本對應BQ1E和GQ2F，企業1增加了BCDQ1的治理投入，而企業2減少了AGQ2D的治理投入，實現了最低的社會總治理成本。排污權交易還可以方便地調節和控制排放總量：政府、環保組織，甚至個人可以從市場上購買排污許可，減少市場上流通的排污權總量，使企業排放相應減少；有新企業進入時，也不需要擔心社會總排放量會增加，有必要時也可以新增一些排污許可發放，降低排污許可的價格排污權交易機制下，企業根據自身的成本效益選擇最優的生產和排放，政府不需要了解每一個企業的成本信息，避免了強制減排政策實行中信息不對稱的問題和庇古稅相比，二者在效率方面基本等價，但排污權交易不需要事先確定最優的稅率，也不需要直接調整稅率，只需要確定總量，讓市場發現價格，信息成本相對較低11.4.2排放權交易資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics排污交易最早起源于20世紀80年代的美國，也是美國環境管理最主要的手段之一。除了“泡泡政策”，還有“汽油中鉛含量交易計劃”（LeadTradingProgram），以及“儲蓄條款”、“補償交易計劃”等制度設計都在那個時期發展實踐。美國1982年開始實行鉛含量交易制度，含鉛許可的交易市場非常活躍，迅速推動了無鉛汽油的使用，使得1908-1989年空氣中的鉛環境濃度下降了87%（Tietenberg，2006）。這一成功實踐證明了總量管制和交易制度可能對環境有效且在經濟上具有成本效益。在鉛含量交易計劃中，儲蓄條款的設計發揮了重要作用，允許儲蓄排放權為企業前期減排并存儲剩余的排放權提供了動力，以幫助應對后期越來越稀缺的排放許可。20世紀90年代，美國為了控制頗為嚴重的酸雨問題，制定了第一個全國性的排污交易項目，SO2

排放許可證交易計劃，即“酸雨計劃”。這一計劃同樣取得了巨大成功，1990-2004年間電廠的SO2

排放下降了36%（SchmalenseeandStavins，2017）。酸雨計劃中初始配額采用免費分配的方式，大大促進了政治支持。不同于交易成本為零的理論假設，高昂的交易成本通常是影響市場建立和有效運行的障礙之一。該項目中，SO2

排放許可交易不需要事先批準交易，大大減少了企業的不確定性和政府的行政管理費用，顯著降低了交易成本。此外，根據規定，超出許可的排放處以2000美元/噸的罰款，企業幾乎100%合規，可見將有效的監測與嚴重的違規處罰相結合，有利于提高企業履約水平，保證市場的良性運轉。數十年來，排放權交易在美國得到了廣泛應用，1999年東部11個州建立了NOx

的排放交易制度，2009年東北9各州建立了美國首個碳排放交易市場，加州也在2013年開始了碳交易市場的實踐。美國排放權交易的實踐表明，很多市場設計細節都可能影響排污權交易制度的效果，例如初始配額分配、交易成本、跨期儲蓄、有效監管等，成熟的市場機制和市場環境是排放權交易成功實現污染控制目標、激勵企業減排的必備條件。11.4.3排污權交易市場案例資源與環境經濟學

Resourceandenvironmentaleconomics21世紀以來，發展中國家也開始建立起排污權交易制度。以我國為例，2007年以來，國務院有關部門組織天津、江蘇、浙江、湖南、湖北、河南、河北、山西、陜西、內蒙古等11個省（區、市）開展排污權有償使用和交易試點，取得了一定進展。為進一步推進試點工作，2014年，國務院辦公廳印發《關于進一步推進排污權有償使用和交易試點工作的指導意見》，對不規范操作進行限制和指導，對制度進行完善，這是首次通過中央層面推行排污權有償使用和交易。指導意見明確，不得為不符合國家產業政策的排污單位核定排污權，提出建立排污權儲備制度，回購排污單位“富余排污權”，適時投放市場，重點支持戰略性新興產業、重大科技示范等項目建設。通過排污權約束淘汰落后產能，支持戰略性新興產業，體現了國家產業結構調整的思路。《指導意見》進一步明確了排污權使用費的收取、監督、使用，對試點地區地方政府的組織領導和服務保障工作提出了要求，明確政府的監管范圍和職能。這有利于充分發揮市場“看不見的手”和政府“看得見的手”的作用，并督促地方政府主動作為，為完善并全面推進排污權有償使用和交易制度奠定基礎。除了將排放權交易的機制應用到二氧化硫等污染物排放控制，我國也在積極推動碳排放權交易市場的建設。2011年開始，北京等7省市開展碳交易試點，為全國碳市場建設積累經驗。目前，全國碳排放權市場正在積極推進中，配套的制度文件《全國碳排放權交易管理辦法》和《全國碳排放權登記交易結算管理辦法》即將出臺，明確各主體的權責，細化各環節的規則。11.4.3排污權交易市場案例資源與環境經濟學

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