环境经济学
第一章 环境经济学的产生
第一节环境经济学的建立
在资源、生态、环境问题上，自然资源的公共性、外部性、
本身的无价值性，使得自然资源出现了“市场失灵”。
1. 工业革命以来，工业生产规模的不断扩大和能源使用方式的革
命，把自然界中许多高品位的物质和能量，变成了低品位存在的
形式。
2. 现代化的生产过程产生了一些新的合成物质。
3.生活水平的普遍提高，公众已经开始向往和追求一个清洁、安
全和舒适的环境。
第二节环 境经济学研究的主要领域
1.环境与经济的相互关系
2.环境价值评估及其作用
3.管理环境的经济手段
4.环境保护与可持续发展
5.国际环境问题
第三节 环境经济学的发展趋势
资源的日益枯竭和环境问题的愈加严重，资源、生态
和环境问题引起了各国政府和多种组织研究机构、环境学家、
经济学家的重视。1982年，Goldsmit分析了自然资源价值评估
研究进展缓慢的原因主要是由于评估方法困难和对此缺乏足
够的关注。1983年，Weiller认为环境核算的范围包括三个方
面：（1）自然资源的枯竭；（2）环境自然状态的保护；
（3）污染及其控制；他没有提出如何对自然资源枯竭进行核
算和估价，但从资源经济角度阐述了自然资源枯竭问题的重
要性，以及自然资源枯竭对经济的影响。
基于环境价值进入GDP帐户的可能性，Alexander通过假
定一个在全球拥有所有生态系统的独占者，测算其在生态系
统市场突然建立后所能获得的最大收益，以此来评价未来有
可能包含在GDP帐户中的生态系统环境功能的逻辑价值 。
在对生态与资源环境经济价值评估方法和理论研究的基
础上，国外学者还做了大量的实证研究。1991年国际科学联
合会环境委员会组织召开的一次会议上专门讨论了如何进行
生物多样性的定量研究，这次会议促使生物多样性和生态系
统服务功能及其价值评估研究成为目前生态学研究的热点。
1997年Daily及Constanza et al.的工作，将生态系统服务的价
值评估研究推向生态经济学研究的前沿，并在生态系统服务
功能的研究中取得了较大的进展。
从目前国际国内上的研究来看，国际上对自然资源
资产价值的研究十分重视，生态学家、资源与环境经
济学家及其它相关领域的科学家共同合作，从生态系
统过程、生态服务功能及其生态经济价值等多个方面
开展综合研究，不断充实与丰富生态系统服务功能的
内涵，探索其评价技术及生态经济价值的评估方法，
分析与评价生态系统服务功能的经济价值，已基本建
立起自然资源经济进展研究的理论、方法和框架。
第 二 章环境资源价值与环境评价方法
一、环境资源价值
二、人类行为决策规则
三、环境评价方法
四、环境经济评价方法
现代经济学的分析框架（范式）
主流经济学：代表了一种研究市场经济中的行为与现象的
理论分析框架，主要有三个组成部分：
•视角（perspective），即出发点，
三项基本假设：经济人的偏好、
生产技术和制度约束、
可供使用的资源禀赋
•参照系（reference）或基准点（benchmark）
理解现实的标尺：如科斯定理
•分析工具（analytical tools）： 各种图象模型和数学模型
（钱颖一：美国伯克利加州大学经济系教授）
环境经济学框架
视角：生态经济系统观——人与环境的关系
参照系：物质平衡理论、三种生产理论、
经济效率理论、外部性理论、
公共物品理论
方法：环境资源价值与环境评价方法
政策：资源可持续利用与污染防治手段
一、环境资源价值
要评估某项社会经济活动的费用与效益，特别是环境费用
与环境效益，首先必须了解环境资源价值的含义，在此基础上，
才有可能对社会经济活动的环境影响给予充分的评价。
环境经济学家是如何看待环境资源的价值的？
环境资源的总经济价值分为三部分：
（1）使用价值(use value)或有用性价值(instrumental
value)
current personal active direct or indirect use
（2）选择价值（option value）
potential future use
（3）非使用价值(non-use value)或内在价值(intrinsic
value)
non-personal passive use
使用价值包括直接使用价值、间接使用价值。
（1）使用价值
使用价值是指当某一物品被使用或消费时满足人们某种需要
或偏好的能力。
直接使用价值是环境资源直接满足人们生产和消费需要的价
值，由环境资源对目前的生产或消费的直接贡献来决定的。以森
林为例，木材、药品、休闲娱乐、植物基因、教育和人类住区等
都是其直接使用价值。直接使用价值易于理解，但并不一定在经
济上易于衡量，如森林产品的产量可以根据市场或调查数据进行
估算，但药用植物的价值却难以衡量。
间接使用价值包括从环境所提供的用来支持目前的生产和消
费活动的各种功能中间接获得的效益。间接使用价值类似于生态
学中的生态服务功能。营养循环、水域保护、小气候调节、减少
空气污染等都属于森林的间接使用价值范畴，虽然不直接进入生
产和消费过程，却为生产和消费的正常进行提供了必要条件（基
础）。
以上两种价值都是传统经济学一致认定的经济价值。
（2）选择价值
环境经济学家把人们对环境资源使用的选择考虑进来，称
为选择价值。
选择价值又称期权价值，任何一种环境资源都可能会具有
选择价值。我们在利用环境资源时，并不希望其功能很快消耗
殆尽，也许会设想在未来的某一天，该环境资源的使用价值会
更大，或者由于不确定性的原因，如果现在利用了这一资源，
那么将来就不可能获得该资源，因此我们要对其作出选择，也
就是说，我们可能会具有保护环境资源的愿望。
选择价值同人们愿意为保护环境资源以备未来之用的支付
意愿的数值有关，包括未来的直接和间接使用价值（生物多样
性、被保护的栖息地等）。
选择价值取决于环境资源供应与需求的不确定性的存在，
并且依赖于消费者对风险的态度，因此，选择价值相当于消费
者为一项未利用的资产所愿意支付的保险金，仅仅是为了避免
在将来失去它的风险。
（3）非使用价值
非使用价值则相当于生态学家所认为的某种物品的内在属
性，与人们是否使用它没有关系。
对于内在价值到底应该如何界定以及应该包括什么，存在
着许多不同的观点。但有一种被普遍接受的观点认为，存在价
值是非使用价值的一种最主要形式。
存在价值是指从仅仅知道这种资产存在中获得的满足，尽
管并没有要使用它的意图。
从某种意义上说，存在价值是人们对环境资源价值的一种
道德上的评判，包括人类对其他生物的同情和关注。例如，如
果人们相信所有的生物都有权继续生存在我们这个星球上的话，
人类就必须保护这些生物，即使看起来它们既没有使用价值，
也没有选择价值。由于绝大多数人对环境资源的存在（如野生
生物和环境的服务功能等）具有支付意愿，所以，环境经济学
家认为，人们对环境资源存在意义的支付意愿就是存在价值的
基础。
（4）环境资源具有存在价值的原因
人们之所以认为资源或环境具有存在价值，是因为人们具有
三种动机：
1、遗赠动机：人们愿意把某种资源保留下来遗赠给后代人，
从某种意义上说，它同该资源的使用有关，因为人们认为，把资
产留给后人，是为了让后人在使用它们时获得满足，因此，很多
经济学家认为，应该纳入到使用价值范围内；
2、礼物动机：同遗赠动机类似，但更象是留给同代人；
3、同情动机：人类对其他生物的同情与存在价值的关联性较大。
二、人类行为决策规则
人类社会经济活动包括政策和开发项目都会对环境及自然
资源配置造成影响，应当对这些影响进行评估以确定是否应该
颁布或执行某项政策，是否应该开发和建设某个项目。
人类行为决策规则：权衡一项活动的利弊得失，如果利大
于弊，就可以支持这项活动。“三思而后行”。
从经济学角度来看，如果一项活动的收益大于成本，或者
说，净收益大于零，该项活动就是可行的。
从效率标准来看，净收益不仅要大于零，而且要达到最大
化，也就是说，边际收益等于边际成本。这种有效率的资源配
置就是最优的资源配置，——静态效率。
动态效率标准：净收益的现值最大化。
保护环境资源的净收益与最大净收益
数量Q
M
N
R
U
T
O
价格P
Q1 Q* Q2
P2
P*
P1
K
L
现值计算：
n年后所获得的净收益Bn的现值是，
Bn
PV[Bn] = ————
（1+r）n
在时期n年内，净收益流{B0，B1，…，Bn}的现值是，
n Bi
PV[B0，B1，…，Bn] = ————
i=0 （1+r）i
计算现值的过程，称为贴现，其中，r称为贴现率，它
等于资本的社会机会成本，相当于利率。
三、环境评价方法
根据信息的可得性，有三种环境评价方法：
1、费用效益分析
2、费用效果分析
3、影响分析
1、费用效益分析
费用效益分析是经济学家用来评价项目合理性的最普通的
方法，也是评估项目的环境影响的主要的评价技术。
费用效益分析通过对环境影响进行价值评估，把人们对环
境的关注纳入到项目的可行性分析研究中。
在经济学中，项目评估与费用效益分析是两个可以相互替
代的概念。费用效益分析有时又称为成本效益分析、效益费用
分析、经济分析、国民经济分析或国民经济评价。
大多数政府部门和国际机构都采用费用效益分析作为主要
的项目评估方法。
经济分析：评价项目对整个社会福利水平的影响，包括对
就业、收入分配、外汇及环境等方面的社会影响。
狭义的费用效益分析只对直接的资源投入和产出效益进行
评估；
广义的费用效益分析还要考虑对自然系统和环境资源造成
的直接后果以及对社会、经济和环境方面的间接影响。
传统的项目可行性研究在进行项目经济分析时，主要关心
项目的回报或项目的盈利和损失，对于环境影响最多只是定性
描述，环境影响无论重要与否都没有价值计量，因此也就难以
纳入常规的项目经济分析，从而对项目可行性决策产生不良影
响。
环境经济学认为，项目可行性研究在进行经济分析时，不
仅要考虑经济上的合理性，还要考虑环境的可持续性，以便于
更全面地了解项目的实际价值，预见项目的经济后果和环境后
果，避免实施使自然环境退化的项目。
对环境影响进行价值计量，即环境影响经济评价，把环境
影响纳入项目经济分析，是项目经济分析的必备部分和项目可
行性决策的重要依据。
费用效益分析的概念与步骤
费用效益分析通过对比所评估项目（规划、政策）的费用
和效益，对项目可行与否进行决策，根据净效益的大小对不同
项目进行排序，实现对稀缺资源的有效配置。
费用效益分析的三个步骤：
（1）识别项目的费用与效益；
（2）把发生在未来的费用与效益贴现为现值；
（3）对经过贴现的费用与效益进行对比。
为了评估项目的环境费用与效益，必须进行以下分析。
（1）确定分析范围，识别主要的环境影响；
（2）分析和确定重要环境影响的物理效果；
（3）通过价值评估技术对上述物理效果进行货币估值。
2、费用效果分析
当难以用货币形式（定量化地）计算环境效益时，可以
不考虑福利，只计算成本，也就是先确定目标，然后分析达
到这一目标的不同方法及其成本，选择成本最小的方法。
在标准的经济学分析中，只有当边际成本等于边际效益
时，净效益才能最大化。在效益（福利）难以计量时，只能
以成本为标准，选择成本最小的方案。
3、影响分析
当缺乏进行费用效益分析或费用效果分析所需要的信息
时，要进行影响分析，不管是经济影响，还是环境影响。
影响分析对社会经济活动的各种后果进行量化，但并不
转换为一种具有可比性的量化指标，也不一定进行优化。
四、环境资源价值评估方法
1、环境损害与效益
2、环境经济评价
3、环境经济评价方法
4、生命价值评估
1、环境损害与效益
环境损害与效益，二者密切相关。当环境质量恶化或环境
退化发生时，我们称之为环境损害（或发生了环境费用或环境
成本）；如果人们采用了某些措施，使环境质量得以改善，并
避免环境损害，那么避免了的环境损害就是这种改善环境行为
的效益。
前面几讲指出，由于环境物品或服务的公共物品特征以及
外部性的存在，导致市场失灵，造成市场往往不能准确反映，
甚至完全忽略了环境物品和服务的价值，导致环境物品或服务
在市场上的低价甚至是无价的状况。其主要原因，一是缺乏为
这些物品或服务而存在的市场；二是现有的市场不能准确地反
映这些物品或服务的生产与消费的全部社会成本。
对环境损害和效益进行价值评估为制定环境经济政策提供
了技术基础，是将环境问题的经济影响纳入到环境与经济综合
决策过程的一个重要步骤。
2、环境经济评价
环境损害（费用）与效益的价值评估，又称为环境经济
评价，是通过一定的手段，对环境资产（包括组成环境的要
素、环境质量）所提供的物品或服务进行定量评估，通常以
货币的形式表征出来。
环境经济实际上就是要衡量人们对环境物品或服务的偏
好程度。物品或服务的经济价值是通过社会上许多单个人的
支付意愿的总和来衡量的，或者说支付意愿反映了个人对该
物品或服务的偏好。
对环境物品或服务进行货币化评估，为环境物品或服务
赋予货币价值。通过货币的形式，能够对人类社会经济活动
的费用和效益进行测度。根据赋予环境物品或服务以货币价
值的一整套理论、原则与方法，可以把环境同其他具有货币
价值的商品一样，纳入到社会经济活动的费用与效益分析中。
货币是表征人们购买商品或服务时所表示出的偏好的单
位，通过交换过程，货币表示了人们支付意愿的实现过程及
其结果。
3、环境经济评价方法
基本假设：人类对于环境质量和自然资源保护的偏好对资源
配置产生重要影响。
环境经济评价的基础是人们对于环境改善的支付意愿，或者
是忍受环境损失的接受赔偿意愿，强调反映个人的经济偏好。因
此，环境经济评价方法多从估计人们的支付意愿或接受赔偿意愿
着手。
获得人们的偏好和支付意愿或接受赔偿意愿的途径主要有三
种，所以有三类环境经济评价方法：
（1）直接市场评价法
（2）揭示偏好法（替代市场法）
（3）陈述偏好法（假想市场法）
（1）直接市场评价法
利用直接受到影响的物品的相关市场信息，如环境污染
或环境质量下降会造成农作物产量下降，根据农产品的市场
价格，就可以估算出环境污染对该种作物造成的影响大小，
并以此作为环境污染损失的价值评估。
主要方法有：
剂量-反应法、损害函数法、生产率变动法、生产函数法、
人力资本法、机会成本法、重置成本法等
（2）揭示偏好法（替代市场法）
利用其他事物中所蕴含的有关信息，从与环境质量相关的
其他商品市场所蕴含人信息，或者说从人们的实际市场行为中
推断消费者的偏好和支付意愿，如人们购买住房时，通常会把
周围空气质量等环境因素作为考虑因素之一，再根据房产市场
的价格决定是否购买。
主要方法有：内涵财产定价法、旅行费用法、劳动补贴法、
防护支出法等。
（3）陈述偏好法（假想市场法）
直接调查个人的支付意愿或接受赔偿意愿，通过调查等
方式，让消费者直接表述出其对环境物品或服务的支付意愿
或接受赔偿意愿，或者对其价值进行判断。
主要方法是：意愿评价法、意愿评级法。
4、生命价值评估
许多政府计划，如控制车间里或饮用水中有毒污染物、改
进核电站的安全性等，都是为了减少疾病才挽救人的生命。可
是，向这些计划分配资源的多少，取决于人的生命价值的大小。
那么，如何评估生命的价值？
最简单的答案是，生命是无价的，但这对于资源的分配问
题毫无助益。由于防止生命损失的资源是稀缺的，必须作出选
择。
由于减少环境风险而挽救的生命的价值，可以由计算死亡
可能性的变化并对这一变化赋以货币价值来求得。因而，并不
是对生命本身的价值进行评估，而是对死亡可能性的减少的价
值进行评估。
用这种方法获得的生命价值可经解释为“生命的隐含价值”。
所有人为某一种死亡可能性的减少的支付意愿之和除以这一减
少的死亡可能性，就可以得出“生命的隐含价值”。
例如，假设有100百万人受到某种有毒物质的污染损害，政府
为此制定了一项降低这种污染物浓度的政策；再假设实施这种政
策的结果，是使死亡可能性从10万分之一下降为15万分之一，这
意味着死亡人数将由10人减少为人。如果每一个人都愿意为
这一死亡可能性的下降支付5美元(总计500万美元)，那么生命的
隐含价值大约是150万美元（500美元/）。
在美国，大量调查研究表明，降低生命危险的生命隐含价
值为300到700万美元，而最合适的生命价值估计约为500万美元，
也就是说，从费用效益分析的角度看，政府降低死亡危险的计
划只有在小于500万美元/人时，才是合理的。
实际上，美国政府的许多有关健康、安全和环境的管理条
例降低死亡风险的成本都在700万美元/人以上。如玻璃厂砷安
全标准隐含的生命价值为1920万美元/人，而甲醛的安全标准的
成本是720亿美元/人。
第三章 自然资源的可持续利用
一、自然资源的分类
二、自然资源的存量与流量
三、可耗竭资源的最优耗竭
四、可更新资源的可持续利用管理
一、自然资源的分类
为了研究自然资源的可持续利用问题，根据自然资源依靠
自然力的再生性质，自然资源可以分为不可更新资源和可更新
资源两大类。
为了研究和制定自然资源的管理政策，根据财产权是否明
确，可更新资源可以分为可更新商品性资源和可更新公共物品
资源。
根据能否重复利用，可耗竭资源又可分为可回收的和不可
回收的可耗竭资源。
根据资源部有无替代关系，可以分为可替代资源与不可替
代资源。
（一）不可更新资源——可耗竭资源
（二）可更新/再生资源
（一）不可更新资源——可耗竭资源
在任何对人类有意义的时间范围内，质量保持不变，蕴藏
量不再增加的资源，称为可耗竭资源，或不可再生资源。
耗竭既可看作一个过程，也可看作一种状态。可耗竭资源
的持续开采过程也就是资源的耗竭过程，当资源蕴藏量为零时，
就达到了资源的耗竭状态。
为了延长可耗竭资源的经济生命，可以储藏可耗竭资源。
1、可回收的可耗竭资源
2、不可回收的可耗竭资源
1、可回收的可耗竭资源
资源产品的效用丧失后，大部分物质还能够回收利用的可耗
竭资源，称为可回收的可耗竭资源，主要指金属等矿产资源。
资源的可回收利用程度是由经济条件决定的，只有当回收利
用资源的成本低于新开采资源时，回收利用才成为可能。
资源的开采储量能够通过一些经济条件的变化而增加。这些
经济条件的变化使得以前不具开采价值的资源变得有开采价值，
如资源的市场价格上升，会刺激生产者去勘探潜在的资源，或者
开采低品位的资源，此外，还会刺激技术进步，从而提高资源利
用率，或者发现可替代资源。
可回收的可耗竭资源最终仍会耗竭。耗竭速率取决于需求、
资源产品的耐用性和回收利用该产品的程度。除了需求缺乏弹性
的情况外，一般来说，价格增高使需求量减少。资源产品的使用
寿命越长，对资源的需求就越少。回收利用可以通过提高产品重
复使用率，或者通过重新利用废弃产品，减少对资源的需求。
但是，可回收的可耗竭资源不可能100%地循环利用，无限的
内循环是不可能的，每次内循环都要产生某些损失或退化，资源
存量最后一定全降低到零。
2、不可回收的可耗竭资源
在使用过程中不可逆，并且在使用之后不能恢复原状的可耗
竭资源，称为不可回收的可耗竭资源，主要指煤、石油、天然气
等能源资源，一旦被使用，就被消耗掉了。
能源是人类社会发展的动力，一个国家利用和获得能源的能
力，决定了其在当今世界上的地位。当代社会对能源迅速增加的
巨大需求，加剧了这种资源的耗竭速率。
经济条件的变化同样可以刺激这类资源的开发利用，但是，
其作用相对来说是有限的。
核能的利用前景仍不明确，目前商业运行的裂变型核电站尚
不具备可持续性，铀也是一种不可再生资源，是一种不可回收的
可耗竭资源。
提高资源利用率是减缓不可回收的可耗竭资源的耗竭速率的
重要措施。不可回收的可耗竭资源的使用机会只有一次，如果得
不到充分利用，就会造成重大浪费，并产生大量对环境有害的废
弃物。
（二）可更新/再生资源
能够通过自然力以某一增长率保持或不断增加流量的自然
资源，称为可更新/再生资源。
有些可更新资源的持续性和流量受人类利用方式的影响，
在合理开发利用资源的情况下，资源可以恢复、更新、再生产
以至不断增长；在不合理的开发利用条件下，其可更新性就会
受阻，使存量不断减少，以至耗竭。另一些可更新资源的存量
和持续性不受人类影响，如太阳能，当代人消费的数量不会使
后代人消费的数量减少。
一些可更新资源能够储存。资源的可储存性为在不同时间
范围内配置资源提供了可能性，保证不同时期的供求平衡。
1、可更新商品性资源
2、可更新公共物品资源
1、可更新商品性资源
可更新商品性资源是指财产权可以明确规定，能够被私人
所有和享用，并能在市场上进行交易的可更新资源。
这些可更新资源主要有以下特点：
完全明确的财产权，对这些资源所有者的各项权利、权利
的限制以破坏这些权利的处罚等，都有明确的规定；
专有性，由拥有这些资源带来的所有效益和费用都直接给
予资源的所有者，而且只有通过所有者才可转卖资源使用权；
可转让性，所有资源产权可以在双方自愿的条件下，从一
个所有者转移到另一个所有者，从而实现资源有效配置；
可实施性，资源产权可保证免于他人的侵犯和非自愿的获
取，使破坏权利者得到的惩罚大于破坏权利可能得到的最大好
好处或期望的非法收入。
2、可更新公共物品资源
可更新公共物品资源是指不为任何特定的个人所拥有，却能
为任何人所享用的可更新资源。
这类可更新资源至少具有下列特征之一：
供给的普遍性/消费的不可分性或非竞争性、非减少性，是指
某人对某物品的消费完全不会减少或干扰他人对同一物品的消费；
消费的非排他性/自由获取、开放使用，是指不能阻止任何人
免费消费该物品。
属于公共物品的可更新资源是非专有的，非专有性是财产权
的一种减弱，将导致低效率，在这种情况下，价格既不能在使用
者之间对分配和利用资源起调节作用，也不能为生产或保护资源
提供刺激作用，这种可更新资源配置的结果是可更新资源的过度
开发，以及在管理、保护和提高生产能力方面的投资不足。
二、自然资源的存量与流量
自然资源的存量是指在一定的经济技术水平下可以被利用的
资源储量。在某一固定的时间点上，自然资源存量是一个确定的
数值。但是，随着社会经济的发展和科学技术水平的提高，已探
明的资源不断被利用，新的资源不断被发现，在一个动态的时间
范围内，资源的存量又是不断变化的。
自然资源的流量是指在一定时期内资源的流入量和流出量，
如可更新资源的再生量和可耗竭资源的开采量。影响资源流量的
因素包括自然的新陈代谢和人为的干预。
资源流入量包括新发现量、生长量、补充量、重估增值量等；
资源流出量包括开采量、各种损失量、重估减值量等。在一定时
期内，资源流入量减去资源流出量，就等于资源净流量，可以反
映自然资源的消耗速度。
期初存量 + 期内净流量 = 期末存量
#资源储量分析
#资源储量分析
资源总量/蕴藏量
已发现/探明的储量 未发现/探明的储量
有
经
济
意
义
有
次
经
济
意
义
可开采
的储量
待开采
的储量
假设和
猜测的
资 源
尚未想
象到的
资 源
潜在的经济临界线
在可以预见的将来不可
能具有经济意义的资源
矿物学临界线
存在于地球上，但以现
在的技术得不到的资源
没
有
经
济
意
义
的
物
质
地壳含量临界线
经
济
可
得
性
、
技
术
可
行
性
增
加
地质保险程度增加
图 已知储量在资源总体系中的地位
资
源
存
量
资源储量可分为：已探明储量+未探明储量=资源蕴藏量。
资源蕴藏量等于已探明储与未探明储量之和，是指地球上
所有资源储量的总和，代表着地球上所有有用资源的最高极限。
蕴藏量是一个物质概念，而非经济概念，其大小与资源价
格无关。对于可耗竭资源来说，蕴藏量是绝对减少的；对于可
更新资源来说，蕴藏量是一个可变量。
已探明储量是利用现有的技术条件，资源位置、数量和质
量得到明确证实的资源储量。
已探明储量可分为：可开采储量——在目前的经济技术水
平下有开采价值的资源；待开采储量——储量虽已探明，但由
于经济技术条件的限制，尚不具备开采价值的资源。在技术条
件不变的情况下，待开采储量转变为可开采储量，在很大程度
上取决于人们对这些资源的支付意愿。
未探明储量是指目前尚未探明，但可以根据科学理论推测
其存在或应当存在的资源。
未探明储量可分为：推测存在的储量——可以根据现有科
学理论推测其存在的资源；应当存在的储量——今后由于科学
的发展可以推测其存在的资源。
自然资源的利用程度取决于经济可行性和技术可行性，随着
开采成本的提高和技术难度的增加，资源利用的可能性逐渐降低。
这两个方面都包含有时间的概念，但没有表示时间的尺度，因为
不同类别的资源在不同时间的开发利用形式会有所不同。
了解上面三个概念的区别非常重要，否则就会导致错误的结
论，有以下两个方面。
（1）如果把已探明储量当作资源蕴藏量, 再根据目前的资源
消费水平估算地球上的资源还能利用的时间，就会得出悲观的结
论。例如，1934年有人估计铜的蕴藏量（实际是已探明储量）只
够开采40年，而1974年铜的已探明储量被证实还能开采57年。罗
马俱乐部1972年发表的《增长的极限》，也犯有类似的错误。
实际上，这种计算方法只有在以下两个条件下才可能是正确
的：资源消费量递增或保持不变，直到资源耗竭；即使外界条件
发生变化，已探明储量也不会增加。而这两个条件都是不现实的，
需求会随着价格的变化而变化，或向其他可更新与不可更新资源
转换替代，储量也可能随着勘探发现与利用技术进步而增加。
（2）另一个错误是认为全部资源蕴藏量都是可利用的, 即把所
有资源都看成是同质的，认为人们愿意为最后一个单位的资源
付钱。如果价格是无限增长的，那么最后一单位的资源蕴藏量
也有可能被开采，然而价格不可能无限增长，总有一些资源由
于开采成本过高，最终不会被利用。
因此，资源的最大可利用量是小于资源蕴藏量的。更确切
地说，可能被利用的最大资源储量是不能以某一具体数字来表
示的。
三、可耗竭资源的最优耗竭
对于不同类型的自然资源，可持续利用的含义不同。
可耗竭资源由于其不可再生/更新性, 其可持续利用问题实
际上是最优耗竭问题，包括两个方面的内容：如何在不同时期
合理配置有限的资源；使用可更新资源替代可耗竭资源。
对于可更新资源来说，主要是合理利用资源，实现资源的
永续利用。
可耗竭资源在不同时期合理配置的核心问题是如何实现高
效率的资源配置，高效率的资源配置的社会目标是使资源利用
的净效益的现值最大化。对于可耗竭资源而言，需要合理分配
不同时期的资源使用量。
下面首先分析一种资源在两个时期的配置模型，然后将其
推广到更长的时期和更复杂的情况.
（一）两个时期的资源配置模型
假设，在两个时期内资源的边际开采成本(价格)是不变的
（2元/吨），且以不变的技术方式供给；在两个时期内对资源
的需求是不变的，且边际支付意愿的方程式为p=。
1、如果资源总供给量为30吨或以上时，在两个时期内的
配置就很容易实现高效率（暂不考虑贴现率），因为每个时期
都能得到本期所需要的15吨资源量，分别实现本期的高效率，
时期1对资源的需求量不会减少资源对时期2的供给量。
资源量
价
格
价
格
O
8
2
MC MC
8
2
202010 10 15155 5
6
图 充足的可耗竭资源在两个时期内的配置
时期1 时期2
2、当资源的有效供给量小于30吨时，就会出现另一种情况。
假设资源的有效供给量为20吨，为了实现高效率的资源配置，
就要使这20吨的资源在两个时期内的净效益的现值之和达到最大
化。假设贴现率为10%。实现资源高效率配置的必要条件是，时
期1使用的最后1单位资源的边际净收益的现值等于时期2使用的最
后1单位资源的边际净收益的现值。
E点是高效率的资源配置点，在这一点上两个时期的净效益现
值之和最大（此时面积最大），分配给时期1的资源量为，
分配给时期2的资源量为。
O1 O2
5(15) 10(10) 15(5)0(20) 20(0)
时
期
1
的
边
际
净
收
益
现
值
时
期
2
的
边
际
净
收
益
现
值
6 6
时期1（时期2）的资源量
图 稀缺的可耗竭资源在两个时期的高效配置
（二）n个时期的资源配置
假设前面的需求曲线和边际开采成本曲线仍然保持不变，
时间由两个时期延长到n个时期，资源的供给量也相应增加到
40个单位。
对于稀缺的可耗竭资源，在一个有效的市场中，不但要考
虑边际开采成本，而且要考虑边际使用者成本，即由于资源稀
缺产生的额外的边际成本，也就是边际机会成本（增加一单位
的当期资源使用而失去的在将来某时期使用该单位资源的边际
净收益）的现值。由于可耗竭资源的供给是固定的、有限的，
今天多使用一个单位的资源，就意味着明天少使用一个单位的
该资源，今天决定多使用一定数量的资源，就意味放弃将来使
用该资源的净效益。
如果资源不是稀缺的，资源价格（总边际成本）就等于边
际开采成本；如果资源是稀缺的，资源价格（总边际成本）就
等于边际开采成本加上边际使用者成本。边际使用者成本主要
受贴现率的影响，贴现率的大小反映了人们对边际使用者成本
和资源在代际之间配置的评价，贴现率越大，边际使用者成本
就越小，当代人获得的资源就越多，后代人获得的资源就越少。
边际使用者成本反映了资源稀缺程度和资源消费的机会成本。
在n个时期的资源配置过程中，由于假定边际开采成本保持不变，
但边际使用者成本是不断增加的，反映了资源稀缺程度的增加和
资源消费机会成本的提高。与随着时间而增加的边际成本相对应，
资源开采量随着时间而逐渐减少，直至为零。当时期为9时，总边
际成本等于人们愿意支付的最高价格，因而，由于边际使用者成
本的增加，导致总边际成本增加，实现资源的供给和需求同时为
零。由此可以看出，由于边际开采成本没有增加，资源的有效配
置也能够使资源逐步耗竭，而避免了突然耗竭。
时期
资
源
开
采
与
消
费
量
边
际
成
本
O
O9 91 1
8 8
MC
TMC
MUC
2
图 在没有替代资源时，可耗竭资源在不同时期的开采数量与成本
（三）可耗竭资源之间的替代
假设有两种可耗竭资源可以相互替代，各自的边际开采成本
保持不变，在一定条件下，边际开采成本高的可耗竭资源可以被
边际开采成本低的可耗竭资源替代，这时，可耗竭资源之间的有
效配置如何？
两种资源的总边际成本都随时间而不断增加，成本低的资源
会首先被使用以获得较多的净效益。在转折点（过渡点）t*时，
两种资源的总边际成本相等，两种资源的替代是平滑过渡的。
价
格
或
成
本
时间O
边际开采成本2
边际开采成本1
t
总边际成本2
总边际成本1
图 边际开采成本不变时，可耗竭资源之间的替代
（四）以可更新资源替代可耗竭资源
如果可耗竭资源可以用可更新资源来替代, 并且可更新资源
以不变的成本供给，则这两种资源如何配置？
假设在价格为6元时，可更新资源可以无限充分供应，由于
可耗竭资源的最大支付意愿8元，这样就可能发生可更新资源对
可耗竭资源的替代。而且，由于替代资源的价格为6元，所以可
耗竭资源的总边际成本不会超过6元。
时期O
O6 7 6
6
5
9
总量
可耗竭资源 2
资
源
开
采
和
消
费
数
量
边
际
成
本
和
价
格
总边际成本
可耗竭资源的MC
图 以边际开采成本不变的可更新资源替代可耗竭资源
虽然替代资源的出现，抑制了可耗竭资源的总边际成本的
上升, 但可更新资源的边际开采成本却高于可耗竭资源，也就
是说，替代发生后，资源的边际开采成本固定在更高的水平上。
在有效的资源配置中，可耗竭资源向可更新资源平滑过渡。
可耗竭资源的开采量随着边际使用者成本的增加而逐渐减少，
直到替代资源出现并最终替代它。但是，由于出现可更新的替
代资源，加速了可耗竭资源的开采，耗竭更快。
可更新资源的使用开始于转折点（对应于时期6），此时，
可耗竭资源的总边际成本等于替代资源的边际成本，在此之前，
只使用可耗竭资源，在此之后，在时期7之前，两种资源都被使
用，直到可耗竭资源用尽，在时期7之后，只使用可更新资源。
（五）边际开采成本不断增加时的资源配置
在现实中，可耗竭资源的开采成本随着开采量的增加而提高，矿物品位
的降低会带来开采成本的增加，这是一种普遍的现象。
在边际开采成本不变的情况下，边际使用者成本的当期值随着时间而增
加，其增长率为贴现率。当边际开采成本随着开采量的增加而提高时，因现
在开采而发生的未来机会损失就会减少，边际使用者成本随着时间的延伸而
逐渐下降。
边际开采成本越来越大时，未来因现在节省资源而获得的边际净效益也
会越来越小，当边际开采成本足够高时，边际使用者成本降为零，总边际成
本等于边际开采成本。在边际开采成本不断增加的情况下，有些资源会因为
成本过高而不被开采，而不会被耗竭。下图是非再生资源转换为可再生替代
资源时的情况。
时期 时期
O O
价
格
或
成
本
开
采
数
量 6
P(t)
MC(t)
图 增长的边际成本
（六）资源勘探和技术进步对可耗竭资源的影响
从历史上看，随着时间推移，可耗竭资源的储量和消费量
不是减少而是增加了其主要原因就是资源勘探和技术进步。
当地理位置优越、高品位的资源开采殆尽时，边际勘探成
本随着时间延伸而增加。当一种资源的总边际成本不断增加时，
社会就会积极勘探新的资源。如果新发现的资源储量的边际开
采成本足够低，就会降低至少延缓总边际成本的提高速度。新
储量的发现，会鼓励资源消费。
技术进步的影响是使某一时期的边际开采成本持续下降。
尽管对低品位的资源的依赖增加了，但边际开采成本还是下降
了，资源的总边际成本在时间上才有可能真正降低。但是，由
于可耗竭资源数量是有限的，其总边际成本的下降只能是暂时
的，最终必然上升。因此，技术进步只是延长了可耗竭资源被
替代的时间。
四、可更新资源的可持续利用管理
可更新资源是其存量可以依靠自然力不断得到补充的资源。
可更新资源也不是取之不尽用之不竭的资源，如果管理不善，
利用过度，也是可能枯竭的。怎样确定可更新资源的最优利用
率？下面以一种生物性公共财产资源——公海渔业资源为例进
行经济分析。渔业资源的重要特点是，资源的增长率与资源存
量（资源种群体数量）之间有密切关系，资源存量随着资源的
自然增长率的捕捞量的变化而变化（如下图）。
流入（自然增长率G）
流出（捕捞量H）
存量（S）
图 渔业资源的存量、流入与流出
1、渔业资源的生物学模型：
下图是渔业资源的生物学模型，表示鱼类存量与增长之间的关系，
横轴代表存量，纵轴代表存量的增长。Smin至S*表现为种群数量增加造
成增长率增加，S*至Smax表现为种群数量增加导致增长率下降。Smin称
为最小可变种群量（最低可生存存量），在这一点上，种群数量是不
稳定的，该点左侧种群增长率为负，种群数量将会减少直到灭绝，任
何力量也不能使种群数量恢复到可变水平；该点右侧种群增长率为正，
种群数量可以实现正增长，直到可以持续存在的最大群体数量Smax，
称为自然均衡点，这是一种稳定状态，如果种群数量暂时超过，即超
出了承载能力，死亡率和迁出率就会增加，使种群数量又回到承载力
范围之内。
Smin A Smax是一条可持续捕捞线，在该线上任何一点表示与某一
存量相对应的产量（即存量的增量），该产量将不会减少资源存量，
因而是可持续的，这一产量（捕捞量）称为可持续捕捞量，只要捕捞
量不变，种群数量和增长量就不会发生变化。S*称为最大可持续捕捞
量存量（种群），此时最大可持续捕捞量等于最大增长量。只要捕捞
量等于增长量，种群规模就保持不变。过度捕捞在短期内虽然是可能
的，却是不可持续的，造成种群数量减少。
种群数量
种
群
增
长
率
G（S*）
S*
O
Smin Smax
图 鱼类种群数量与增长率之间的关系
2、静态有效的可持续捕捞量
最大可持续捕捞量是不是经济上的最优捕捞量？是不是最优管理目标？
生物学上的最大可持续捕捞量并不等于效率，效率与资源利用的净效益
最大化相关。经济上的效率是指净效益最大，不仅要考虑总收益，还要考虑
捕鱼成本。
静态有效可持续产量，是指在不考虑贴现的情况下，能够产生最大年净
效益且能够连续保持的捕捞水平。
3个假设：鱼价P固定，不取决于销售量（捕捞量H）；单位捕鱼活动E的
成本W不变；单位捕鱼活动的捕捞量与鱼群的存量成正相关，鱼类种群数量
越多，单位捕鱼活动的捕鱼量就越多。
O
捕捞活动水平
总可持续收益TR
总成本TC
Em EcEe
Rm
捕
捞
成
本
与
收
益
图 静态有效可持续捕捞量
静态有效的可持续捕捞量如图所示，可持续总收益TR=P·H，
总成本TC=W·E。图中，横轴上的任意一点代表一种捕捞活动水
平，捕捞活动量的增加将减少鱼类存量，因而从右向左鱼类种群
数量增加。当捕捞活动量不断提高时，可持续捕捞量和总收益也
不断增加，直到Em点达到最大，如果捕捞活动量继续增加，可持
续捕捞量和总效益就会降低，Em点为取得最大可持续捕捞量和总
收益的捕捞活动水平。
那么Em点是否是取得最大净收益的捕捞活动水平呢？
净收益表现为效益与成本之差，由总收益与总成本曲线的垂
直距离表示。净收益在Ee点处最大，此时，边际收益等于边际成
本，总收益与总成本之差最大，Ee为经济上有效的捕捞活动水平。
在一般情况下，有效捕捞活动水平低于最大可持续捕捞活动水平。
最大捕捞活动水平只有在边际成本为零时才是有效率的。在Ec点，
总成本等于总收益，净收益为零，超过这一点，总成本大于总收
益，产生亏损。
3、市场对渔业资源的配置
由于海洋渔业资源是公共资源，无人对海洋渔业资源拥有
完全的所有权，任何人都可以自由进行渔场进行捕捞活动，所
以渔业资源存在开放使用问题。
在捕鱼不受任何限制的情况下，由于在有效捕捞活动水平
上可以得到利润，便吸引更多的人来捕鱼，捕捞活动水平的提
高增加了成本，减少了利润，直到耗尽全部利润，即达到捕捞
活动水平E为止。太多的人一起捕鱼，使成本大大提高，这就
是“当前外部效应”。当前的过度捕捞，减少资源存量，减少未
来利润，这是“代际外部效应”。
4、渔业公共政策：
鼓励水产养殖；
提高捕鱼的真实成本：限制捕捞量、休渔或禁渔——减少
渔民收入，损失社会净效益；
税收——由于增加的成本是转移成本，将这部分收益转移
到政府手中，既不增加社会成本，又减少了捕捞量，但渔民的
利益受到损失；
可交易配额。
第四章 环境经济政策概论
一、污染控制政策设计
二、有效率的污染水平
三、环境经济政策的一般形式
四、环境经济政策的类型
五、中国的环境经济政策
一、污染控制政策设计
1、三种思路
（1）指令/法规控制或直接管制方法
（2）以市场为基础的经济刺激方法
这两种思路需要不同程度的政府干预。政府控制污染的
政策工具可以分为三大类：
排污标准、排污费（环境税）和排污权交易。
（3）产权交易——不需要政府干预：让市场自己达到最优。
1960年科斯强调了产权和排污者-受害者之间讨价还价对
解决污染问题的重要性。
在资源产权的保障的前提下，应当由排污者和该污染的
受害者谈判，通过贿赂或补偿来自行解决污染问题。
但存在竞争不完全、交易费用过高、产权或受害主体不
明确、恐吓行为等限制。
2、环境经济政策的理论渊源
排污收费制度的理论渊源是福利经济学的庇古税——
私人成本与社会成本的差距。
产权交易制度的理论渊源是产权经济学中的科斯定理
——社会成本的根源——谈判是科斯定理在污染控制或环
境管理中应用的第一种形式。
排污权交易制度也是科斯定理在污染控制中的第二种
应用形式，并且是一种比较典型的形式。
实际上，排污标准和排污收费制度也都包含了产权的
概念。
排污标准是目前世界上使用最广泛的污染管制方法，是由
管制部门并依法强制实施的每一污染源特定污染物排放的最高
限度。排污标准通常与惩罚相联系，超过标准排污者将受到惩
罚。
排污标准难以达到最优排污量，完全利用市场的科斯定理
只能在极端条件下达到最优。
很多经济学家主张用政府引导的经济机制来达到最优排污
水平——庇古税（排污收费）和排污权交易。
征收污染税的想法是英国经济学家Arthur C. Pigou最先提出
的，1920年他在《福利经济学》中建议，应当根据污染造成的
危害对排污者征税，用税收来弥补私人成本与社会成本之间的
差距，使二者相等。其特点是对排污者而不是受害者征税。
排污权交易是管制当局制定总排污量上限，按此上限发放
排污许可，排污许可可以在市场上买卖。排污权交易的想法是
由J. H. Dales于1968年首先提出的。
3、污染控制经济手段的三种激励机制：
（1）直接改变价格或成本水平，如产品收费是对产品收费，
排污收费是对生产过程收费；
（2）通过财政手段间接改变价格或成本，如通过财政补贴、
低息贷款或其他财政刺激（如加速折旧）促进环保技术的
发展和环保政策的执行；
（3）市场发育和市场支持，市场发育一般是通过改变立法
和管制实现的，如排污权交易、配额拍卖等，通常把公共或
半公共机构负起稳定市场价格的责任称为市场支持。
二、有效率的污染水平
1、最优外部效应
社会的目的是使总效益与总成本之差最大。
下图中，最优经济活动水平为Q*，面积A是社会净收益
最优水平，B是最优外部效应是面积Q0YQ*。
图 最优外部效应
经济活动水平
MEC
MNPB
X
Y
O
成
本
或
效
益
A
B C
D
Q0 Q‘Q*
2、成本有效配置
决定环境容量有效利用（或者污染物有效排放水平）的两项关
键因素是边际治理成本和边际损害成本（如下图）。
理想的排放水平和治理水平是在E*点，称为有效率的污染水平，
此时，边际治理成本等于边际损害成本，社会总成本最小，资
源实现有效率的配置。
图 有效率的污染水平
MEC
MAC
成
本
污染排放水平O E* E’‘E’
3、污染者付费原则
环境经济政策的目标是纠正环境问题的外部不经济性，使
外部费用内部化，这一思想的具体体现就是“污染者付费原则”
（Polluter Pays Principle）。
1972年，经济合作与发展组织（OECD）向成员国推荐了
这一原则，其定义是“污染者应该承担由政府决定的控制污染措
施的费用，以保证环境处于可接受的状态。换言之，在其生产
过程或消费过程产生污染的产品或服务的成本中，应当包括这
些控制污染措施的费用。”
1972年提出上述原则时，OECD允许国家财政对一些例外情
况的污染控制给予财政补贴或优惠政策。1974年，OECD在提出
执行污染者付费原则的建议时，要求各成员国不应该通过补贴或
税收优惠来帮助污染者承担污染控制费用。因此，污染者付费原
则可以被解释为“非补贴规定”，即污染者应当承担污染控制的全
部费用。
除了OECD提出的污染者付费原则外，还有一种由环境经济
学家所倡导的广义的污染者付费原则，在这种广义的形式中，当
污染者利用环境处理生产过程中产生的废弃物时，环境被看作是
由污染者使用的资源，因此，污染者应支付其资源使用中产生的
全部社会费用，这些费用不仅包括污染削减费用，而且还包括由
于污染造成的各种环境损害。
三、环境经济政策的一般形式
根据如何发挥市场在解决环境问题上的作用，环境经济政
策分为“调节市场”和“建立市场”两类。
“建立市场”包括收取门票、明晰产权、可交易的许可证、
国际补偿体制等。
“调节市场机制”是利用现有的市场来实施环境管理，例如征
收各种环境税费、取消对环境有害的补贴、建立抵押金制度等。
调节市场型的环境经济政策主要是通过“看得见的手”即政府
干预来解决环境问题，其核心思想是由政府给外部不经济性确定
一个合理的负价格，由外部不经济性的制造者承担全部外部费
用。由于最先提出这一思想的人是英国经济学家庇古，所以这
类环境经济政策又称为庇古手段。
建立市场型的环境经济政策主要通过“看不见的手”即市场
机制本身来解决环境问题。其基本思想是1960年科斯在“社会成
本问题”一文中提出的“科斯定理”，因此又称为科斯手段。
两种手段的比较：
这两类环境经济政策的共同之处在于都是为了使外部成本内部化，都允
许经济人为了实现环境目标，通过费用效益的比较，选择一种最优方案，但
两类政策手段的实施途径和效果是不同的，主要表现在：
（1）庇古手段多依赖于政府，如政府对环境问题及其重要性的认识以及掌握
的信息信息；科斯手段更多地依赖市场机制。如果不存在“政策失效”，两种手
段都可以。但如果出现政府“寻租”的情况，科斯手段比庇古手段更有效。
（2）庇古手段需要政府实施收费或补贴，管理成本较大；而科斯手段需要政
府界定产权，在产权制度不健全，污染者数量比较多的情况下，环境资源的产
权界定比较困难，企业间交易成本较大，使科斯手段效率降低。
（3）实施庇古手段，除了使社会获得环境效益外，还可使政府获得经济收
益，例如，在中国，排污收费一直是环保部门筹措资金的手段；科斯手段则
一般只获得环境效益。
（4）庇古手段一般不提供刺激，因为费率或税率一般是固定的，并经常低
于治理污染的边际成本，由于对所有的厂商标准一样，造成厂商之间的不公
平；科斯手段一般能刺激厂商采取措施改进生产设备，减少排污。
（5）如果被税收保护的人企图通过自己的行为影响税负和税收，实施庇
古税可能导致另外一些外部性，如有些人为获得赔偿，搬到排放烟雾的工厂
附近居住，或在工厂周围开放洗衣店，人为增加排放烟雾的社会成本，因而
带来排污税（费）的增加。
四、环境经济政策的类型
到目前为止，世界各国环境经济政策经常采用的经济手段主
要有10类：
①明晰产权，包括所有权、使用权和开发权等；
②建立市场，包括可交易的排污许可证、可交易的环境股票等；
③税收手段，包括污染税、产品税、出口税、进口税、资源税、
税率差、免税等；
④收费制度，包括排污费、使用者费、资源（生态环境）补偿
费等；
⑤罚款制度，包括违法罚款、违约罚款等；
⑥金融手段，包括软贷款、贴息贷款、优惠贷款、商业贷款、
环境基金等；
⑦财政手段，包括财政拔款、赠款、部门基金、专项基金等；
⑧责任赔偿，包括法律责任赔偿、环境资源损害责任赔偿、保险
赔偿等；
⑨证券与押金制度，包括环境待业证券、废物处理证券、押金、
股票等；
⑩国际补偿制度。
排污费：针对排污者向空气、水、土壤排放废弃物或产生噪
音而征收的费，其数额与排放废弃物的数量、质量及对环境造成
的损失有关。
使用者收费：对使用者征收的费，与污染治理成本、废弃物
收集处理费用、行政费用等有关,而与污染对环境造成的损害无关。
产品收费：对某些产品征收的费，这些产品的生产或消费或
废弃对环境造成了危害,其费率与部位产品对环境造成的危害有关。
排污权交易：排污者可以将政府发放的排污权自由交易的制
度。排污权初始发放的数量和方法是管理者根据环境保护的目标
制定的，排污权一旦发放即可按照规则自由交换。
押金返还制度：对有污染环境潜在可能性的产品先交纳预付
金，如果产品使用后交还到规定的收集点从而避免了污染，就向
使用者退还预付金。
现实生活中，污染控制手段的具体形式五花八门，不胜枚举。
这些经济手段所适用的领域主要包括6个方面：
污染控制；自然保护；资源利用；流域、区域环境综合管理；
国际和全球环境问题；生产和消费。
五、中国的环境经济政策
在横向上，有三个领域：
（1）环境污染防治；（2）农村生态和生物多样性保护；
（3）自然资源的合理开发与利用。
在纵向上，有五个层次：
（1）中国共产党制定的有关方针和政策、宪法规定的原则；
（2）全国人民代表大会制定和颁布的国家法律；
（3）国务院制定和颁布的行政规章；
（4）国务院所属部委制定和颁布的规章和政策；
（5）地方人民代表大会和人民政府制定和发布的法规和政策。
狭义的环境经济政策：由国家行政主管部门制定的环境
经济政策，即上面第3、4层次的内容。
我国现行的环境经济政策
根据政策执行部门来划分，我国现行的环境经济政策共有3
大类23种：
第一类，由环保部门执行的政策，分为以经济手段为主的政
策（排污收费）、经济手段与标准规定相结合的政策（排污许可
证和“三同时”制度）、拟议中的政策（生态环境补偿费），即
①排污收费，②排污权交易（在排污申报登记和排污许可证的基
础上），③“三同时制度”，④生态环境补偿费。
第二类，由产业部门执行的政策，即⑤矿产资源补偿费，
⑥土地损失补偿费，⑦城建环保投资，⑧废物回收利用，⑨育林
费，⑩林业基金，（11）林业造林专项基金，（12）造林、育林
优惠贷款。
第三类，由综合管理部门执行的政策，即（13）城镇土地使
用税，（14）耕地占用税，（54）城乡维护建设税，（16）资源
税，（17）资源综合利用，（18）综合利用利润留成环保投资，
（19）企业更新改造环保投资，（20）清洁生产，（21）环保产
业，（22）有益于环境的财政税收政策，（23）银行环境保护贷
款。
实施环境政策的必然性
1992年联合国环境与发展会议《关于环境与发展的里约热内
卢宣言》原则16条指出，考虑到污染者原则上应承担污染费用
的观点，国家当局应当努力促使内部负担环境费用，并且适当
地照顾到公众利益，而不歪曲国际贸易和投资。
对我国采用和执行环境政策，在中国环境与发展十大对策中
已作了充分的说明。
中国在环境管理中采用的环境经济政策具有历史的必然性。
1. 中国的大多数环境政策，是在计划经济体制背景下制定的。
2. 在经济体制转轨和国民经济高速发展时期，各类环境问题也
超孚寻常的涌现出来。
3.执行命令－控制型的环境政策，需要设置大量的机构，投入
大量的资金和人力。
4.我国的环境保护投入，长期以来受资金供给和资金投资体制
双重制约，投资总量和投资一直不能满足环境保护的需要。
5.我国地域广大，自然条件复杂，各地区经济发展水平差异较
大，命令－控制型政策，会因为过分强调环境效果而忽视
经济效率和社会公平。
第五章 环境经济影响评价
一、 环境影响经济评价的步骤
二、 环境经济影响的量化
三、环境影响的货币化
四、环境价值估算因素分析
五、将评估结果纳入项目经济分析
一、环境影响评价步骤
1、建立影响因子名录
影响因子是指由于人类活动改变环境，而使人体健康、人类
福利、环境资源或全球系统发生变化的物理、化学或生物因素。
活动/来源
影响（健康福利等）
影响因子（排放等）
受体（人、动物等）
环境介质（大气等）
建设 操作
控 抑
剂量－反应 量化
结果和传输、暴露
环境影响经济评价的步骤
价值（货币化）
基本研究成果参照
在环境经济影响评价时，相同的项目，其影响因子相同，不
同的项目，也可能有相同的影响因子。根据一般经验，总结出
一个备选的影响因子名录。特别是电力与能源、工业、农业、
水处理与环境卫生部门的影响因子。以科学和事实为基础，根
据影响因子与被评价的项目、项目所在地及所在地周围区域的
相关性、考察这些影响因子在项目中的具体情况，发现和补充
其它影响因子，建立影响因子目录。
2、建立影响名录
把单个影响因子与其影响联系起来，建立各影响因子的影响
名录。影响是指一个受体暴露给影响因子的变化后所发生的化
学、生物或物理后果。
影响分为对人体健康、人类福利、环境资源和全球系统4类。影
响一般随着影响因子的增加而增加，随着影响因子的减少而减
少。
3、影响因子的筛选
确定出将被评价的影响，即说明哪些需要定性描述，哪些可
以量化和确定价值，不被评价的影响也要列出。
二、 环境经济影响的量化
1、量化影响的定义
用一个合理的物理量化单位来表述每一种影响的大小。在环境
影响评价中，应将环境影响采用剂量－反应函数予以量化，
将环境污染物的预期剂量与受体的量化影响联系起来。根据
影响的定义，影响可分为人体健康、人类福利、环境资源和
全球系统4类。
2、量化影响的步骤
①查找需要进行全面或部分经济评估的影响，并找出相应影响
因子。
②确定这些环境影响因子的量纲和数量。
③确定受体以及影响因子对受体的传播途径。
④确定描述受体所受影响的指标及其量纲。
⑤量化影响。
三、环境影响的货币化
主要是对量化了的影响赋予货币价值；影响的货币化主要有两
种方法：基本经济评估法和辅助评估法。辅助评估法中主要
有成果参照法。
1、文献的筛选
①所预期的环境变化应该在程度与类别上与所评估和研究的项
目类似。
②如有可能，应该采用人口、区位与所评估项目相似的分析研
究。
③对各研究的文化差异，应加以考虑。
④对研究的技术水平应加以评估。
用成果参照法进行文献筛选时应注意以下几点：
①有时文献报道的使用和非使用价值差异较大。 ②对于非市场
商品和服务，不能将它们简单的加以归类并将其价值不经修
正而用于下一个项目。 ③对环境影响大的项目需要进行基本
评价研究。 ④大多数环境资源评价的工作是在发达国家进行
的。
2、价值调整
成果参照法与基本经济评估法研究之间的货币差异，要在评
价阶段进行调整，其方式如下：
①原研究报道的价值是一个范围时，选取最合适的或可用的
价值。
②从几份研究中选用所报告价值的一定区间或平均值。
③采用收益函数移植。
3、计算单位时间价值
将价值乘以受影响的人数得到单位时间影响的总价格。如果
影响随时间变化，则要对预期影响存在的每一时间的价值
进行估算。
4、计算经过贴现的总值
①确定预期影响的时间区段，主要收益项目时间。
②采用所建议的贴现率以及其它适当的贴现率进行敏感性分
析，计算贴现后的总年度损失值和收益。
四、环境价值估算因素分析
1、省略、偏差和不确定性
（1）省略
①确定有关环境影响的哪些因素在环境预评估或环境影响评价
中被忽略了，哪些信息在经济评价中被省略了。
②在项目经济分析报告中明确阐述这些省略的信息，并指出这
些省略将如何使定量分析结果产生偏差。
③在项目的初始特征揭示和项目准备阶段，明确需要收集的数
据，以改进今后的项目评价。
（2）偏差
①经验数据
②样本
③方法：评估或货币化方法会使评估值偏高或偏低。
④专业影响：经济学家与生态学家的学科背景差异。
⑤部门影响：基础设施部门与环保部门的差别。
（3）不确定性
由于评估涉及对自然和社会经济关系变化的估算和预测，所
以，在一定程度上评估内容均是不确定的。
（4）偏差和不确定性的来源
①抽样误差或样本偏差
②差异性
③量度与系统误差，即真实值与估算值之差。
④主观判断
⑤语言不准确
⑥固有的随机性
⑦近似
（5）建议
所有关键性的省略、偏差和不确定性是否影响项目的经济可
行性，应在项目经济分析报告中列出。
2、贴现与现值
（1）含义
贴现是指将不同年份的总社会成本和收益转换为一共同
测度，使得相互之间的比较可以适当进行。最常用的贴现计
算的测度是现值（PV)。
（2）贴现率的选择
①对于延续几代人的长期影响，没有财政机制对后代人的环境
影响损失作出补偿。
②对于任何正的非零贴现率，任何现值在15－20年后都将变得
非常小。
③穷人采用的贴现率较高，偏重于即时需要而忽略可持续要求。
④由于人口和收入的增长，环境服务和自然资源的质量将减少。
⑤后代人可能有高于现代人的收入，但不足以补偿环境损失。
（3）建议
①作为一种基准情况，将一具体的贴现率用于项目经济分析。
②作为基准情况的备选方案，要通过改变贴现率进行敏感性
分析，贴现率变化是否对净收益现值产生明显影响。
3、其它问题
（1）均等：均等实质上是公平。一般基于社会有关公平的偏
好，对影响赋予权重。
（2）定性评价程序：它主要是对不能量化或货币化的重要影
响进行描述。
（3）基准确定：经济评价一个重要特征是界定合适的基准。
①设备更新 ②机会成本 ③资源利用与条件。
（4）制度因素：主要是发展中国家的体制能够保证环境污染
控制和其它弥补方法得以全部实施和生效的程度的假设。
4、结论
五、将项目评估结果纳入项目经济分析
1、步骤
①审查所有项目的成本和效益，保证它们基于相似的假设。
②在整个项目寿命期内追加以年度为基础评价的成本和效益，
确定成本流和效益流。
③使用规范的投资标准，即净现值(NPV)和经济内部收益率
(EIRR)，比较成本流和效益流。
④对关键的环境和财务项目变量进行敏感性分析。
⑤风险和敏感性分析应扩展到那些不能评估的环境成本和效
益。
2、计算各时间段的成本流和效益流。
3、运用规范的投资标准来比较成本和效益。
4、对关键项目变量进行敏感性分析。
5、将非货币化的环境成本和效益纳入经济分析。
第六章 环境经济政策的经济效率分析
一、污染控制成本有效配置的经济原则
二、排污标准的效率分析
三、排污收费/庇古税的效率分析
四、排污权交易的效率分析
一、污染控制成本有效配置的经济原则
1、MAC = MEC原则与MNPB = MEC原则有什么关系？
在MNPB = MEC原则情况下，企业只能通过减少产量来对政府排污收费
作出反应，其净成本是减少产量所造成的利润（私人净效益）损失，因此，
MNPB可以看作当减少产量是减少污染的唯一途径时的污染控制成本曲线。
在MAC = MEC情况下，MAC是当可以用更多的方法（包括添置污染处理
设备）来控制污染时的一般性污染控制成本曲线。
下图中，在点a、b之间，MAC<MNPB，说明污染控制的成本低于减少产
量的成本，点O、a之间，MAC>MNPB，粗线是最低成本线，是企业决策时考
虑的成本线，当MEC的位置如图所示时，最优污染量Q*由MAC与MEC的交点
确定。
图 MNPB与MAC曲线间的关系
污染水平
成
本
或
收
益
MAC
MNPB
MEC
a bQ*
2、污染控制成本有效配置的经济原则
在一个经济社会中，可能存在多个污染源，这些污染源控制
污染的成本一般来说是不同的，在这种情况下，如何在各污染源
之间分配污染排放量，从而达到成本有效配置呢？
污染控制成本有效配置的经济原则：只有当所有排污者的边
际控制成本相等时，控制污染的总成本才会最小。
假设有两个污染源，共排放30单位污染物，现在决定要减少15单位的污
染物排放，如何在两个污染源之间分配这些污染物削减量，才能使削减污染
物的总成本最小呢？
如图，横轴表示污染物控制量或减少量，污染源1的边际控制成本从左向
右增大，污染源2的边际控制成本从右向左增大，横轴上每一点代表两个污染
源的污染物减少量的各种组合，两个污染源共15单位的污染物削减量在横轴上
每一点都可以实现。
当两个污染源的边际控制成本相等时，总控制成本（= 面积A + 面积B）
最小。
成
本
成
本
T
0 6 15污染源1
15 9 0 污染源2
图 两个污染源的成本有效配置
二、排污标准的效率分析
经济学家一般认为，市场激励方法比指令控制方法更有效
率，但很多国家实际采用的污染控制方法多为指令控制方法。
指令控制方法的优点是环境效果明显，但至少有以下低效
率问题，管理者需要消耗资源以得到排污者的有关信息，需要
知道各个企业的不同技术和不同的污染控制成本。
市场激励的方法使排污者可以选择采取什么方式减少排污，
如何根据本企业的情况对排污标准作出反应。
一般来说，指令控制方法比市场激励方法的控制成本为高。
例如，在排污收费情况下，控制成本低的企业愿意安装污
染处理设备，而控制成本高的企业则宁愿支付排污费，这样，
污染处理工作就会由控制成本低的企业来做，整个社会的控制
成本就会降低。
排污标准是目前世界上使用最广泛的污染管制方法，是由管
理部门制定并依法实施的特定污染物的最高排放限度。排污标准
的设定往往是基于一定的健康标准，通常排污标准和惩罚相联系，
超过标准排污者将受到惩罚。
排污标准至少有两个问题：
1、只有在极特殊的情况下，排污标准才碰巧达到最优排污量；
2、在多污染源的情况下，政府对不同污染源设立统一的排污
标准不是最优的。
1、只有在极特殊的情况下，排污标准才碰巧达到最优排污量
在使用排污标准的情况下，要达到最优排污水平，必须同时满足3个条件：
（1）排污标准是最优排污量；
（2）罚款应与最优排污量相对应；
（3）罚款的实施是完全确定的，即违规后被罚款的概率为100%。
图中，排污标准对应经济活动水平Qs和排污量Ws，为了监督排污标准的
实施，设立罚款p。如果企业遵守排污标准，其经济活动水平会被限制在Qs以
内，如果企业不遵守排污标准，其经济活动水平达到Qp，即使被抓住的概率
为100%。
经济活动水平
成
本
或
收
益
标准
MNPB
MEC
罚款
P*
P
O Qs Q* Qp
Ws W* Wp
图 排污标准的效率分析
由于缺乏有关MNPB和MEC的详细信息，所以很难设立
最优的排放标准Q*和罚款P*，同时，由于排污标准的监督
有一定困难，超标排污不一定会被抓住，排污者要对超标排
污的私人净效益与罚款额（罚款乘以被抓住的概率）的大小。
2、在多污染源的情况下，政府对不同污染源设立统一的
排污标准不是最优的
各个污染源的控制成本不同，如果政府对不同污染源设立
不同的排污标准，需要了各个污染源的控制成本，而污染源不
愿将自己的控制成本如实报告，在这种情况下，最简单的办法
是对所的污染源设立统一的排放标准，除了极个别情况（所有
企业的控制成本曲线的形状都相同）外，统一的排污标准不能
达到成本有效。
三、排污收费/庇古税的效率分析
1920年英国经济学家阿瑟庇古在《福利经济学》中建议，
根据污染造成的危害对排污者征税，用税收弥补私人成本与社
会成本之间的差距，使二者相等，实现外部成本内部化。庇古
税的特点是，对排污者征税，而不是对受害者征税。
庇古税/排污费可以降低污染控制成本，并且具有激励排污
企业改进技术，减少污染的动态效率。虽然由于信息不对称问
题的存在，庇古税/排污费的实行很难达到理想目标，但只要使
污染控制更接近最优控制水平，排污费就是可取的经济手段。
庇古税的优点：
（1）降低达标费用，以较少的费用达到排污标准
（2）降低监督实行环境标准的费用
（3）有利于污染控制技术的革新
（4）有利于筹集环保资金
最优庇古税：在最优污染水平时等于边际外部成本（边际
污染损害）或边际私人净收益或边际控制成本，这时，不仅社
会成本最小。同时，企业的费用（支出）也是最小的。
企业的产量
污染物排放量
成
本
或
收
益
MEC
MNPB(MAC)
MNPB‘
T*
O Q* Qm
W* Wm
图 最优庇古税
与无税的排污标准相比，达到同样的污染控制量，庇古
税的成本较低
如图所示，MAC1、MAC2、MAC3分别表示三个企业的边际控制成本，
由于使用的技术不同，不同企业的MAC不同。对于同样的污染削减量，企业1
的成本最高，企业2次之，企业3最低。
假定污染物削减总量为3S2。在政府设定排污标准S2的情况下，三个企业
的污染物削减量都为S2，边际控制成本分别达到A、B、C，总控制成本为面积
OAS2 + OBS2 + OCS2。
在政府根据边际控制成本相等的原则设定庇古税t*的情况下，假定企业2
仍然削减污染物量S2，另外两个企业将选择不同的污染控制水平，对于企业1
来说，污染控制量从零上升到S1为止，控制污染比付税便宜，超过S1，付税较
为合算，结果企业1的控制成本最高，污染控制量最少，企业3的控制成本最低，
污染控制量最多，假定企业1少削减的污染物排放量全部由企业3完成，图中
S1S2 = S2S3，总控制量仍为3 S2，三个企业的边际控制成本分别达到X、B、Y，
总控制成本为面积OXS1 + OBS2 + OYS3。
设定排污标准和庇古税两种情况下的总控制成本之差为：
S1XAS2 — S2CYS3 >0，
因此，达到同样的排污控制量，庇古税比排污标准的成本低，其原因是庇
古税使企业根据各自的控制成本选择污染物控制量和纳税额。
成
本
或
税
t*
O
MAC1 MAC2 MAC3
污染物削减量
S1 S2 S3
A
B
C
X Y
图 庇古税与排污标准的效率比较
庇古税的缺点：庇古税在理论上是美妙的，但实行上有相
当的困难。最大的问题是缺乏确定最优庇古税所必需的信息：
准确地确定边际外部成本不仅涉及到复杂的转换环节，而且涉
及到不同利益集团的不同观点；在市场经济中，没有激励机制
使企业向政府如实报告其私人成本和效益，在面对众多企业的
情况下，管制部门要收集所有企业的净效益信息也是十分困难
的。
最优庇古税的制定，不仅需要知道MEC的信息，而且需要
知道MNPB的信息和MAC的信息，但是政府往往很难得到企业
的这类信息，企业没有激励向政府提供这类信息来制定管制措
施。
如果不要求信息的绝对准确，可以找到某些替代办法，如
采用试错法调整排污费率。
四、排污权交易的效率分析
排污权交易思想首先是由J. H. Dales在1968年提出来的，并
首先被美国国家环保局用于大气污染源及河流污染源管理。
排污权交易的主要思想是建立合法的污染物排放权利即排
污权（这种权利通常以排污许可证的形式出现），并允许这种
权利被买入或卖出，以此来进行污染物的排放控制。
排污权交易是指管制当局制定总排污量上限，按此上限发
放排污许可证，排污许可证可以在市场上买卖。
一般作法是首先由政府部门确定一定区域的环境质量目标，
据此评估该区域的环境容量，然后推算出污染物的最大允许排
放量，并将最大允许排放量分割成若干规定的排放量，即若干
排污权。政府可以选择不同的方式分配这些权利，如公开竞价
拍卖、定价出售或无偿分配等，并通过建立排污权交易市场使
这种权利能合法地买卖。在排污权市场上，排污者从其利益出
发，自主决定其污染治理程度，并买入或卖出排污权。
假定每个污染源都有一定的排污初始授权，而所有污染源
的初始授权之和在数量上等于可允许的排污总量。
只有当企业的边际治理成本与排污权（排污许可证）的市
场价格相等时，企业的费用才会最小。
在企业自身利益的驱动下，排污交易市场必将自动地产生
这样的排污权价格，该价格等于企业的边际治理费用，最终结
果必然是污染源通过调节污染治理水平，达到所有企业的边际
治理费用都相等，并且等于排污权的市场价格，从而满足有效
控制污染的边际条件，以社会最低的治理费用保证了环境质量
目标。
通常企业控制污染的费用差别很大，如果排污权可以有偿
转让，那些治理费用最低的企业就愿意通过治理，大幅度地减
少排污，然后通过卖出多余部分而受益。对某些企业来说，只
要安装治理设备比购买排污权花费更多，就肯定存在排污权的
买方，只要污染治理的责任分配没有达到最佳的费用效果，交
易机会总是存在。只有在所有污染源的边际治理成本相等的情
况下，减少指定排污量的社会总费用才会最小。
图中，S*代表排污权的供给曲线，由于其发放是被管制的，
对价格的变动无反应，是一条垂直线。MAC是污染控制成本，
也是排污权的需求曲线，当排污权的价格为p1时，排污者将购买
Q1数量的排污权，因为在Q1的左侧，购买排污权比控制污染便宜，
在Q1右侧，控制污染比购买排污权便宜。
最优排污权的数量为Q*，排污权的最优价格是p*，管制当局
应当发放数量为Q*的排污权。对于单个企业而言，当排权的市场
价格p*已定时，只有企业的边际治理成本与p*相等时，企业的相
应费用（支出）才是最小的。因此，MAC是排污权的需求曲线。
排
污
权
价
格
成
本
排污权数量
S*
MEC
MAC
P*
p1
Q* Q1 Qm
图 排污权的供给与需求
排污权交易的微观效应
假设整个市场由三个污染源1、2、3构成，其边际治理成本
曲线分别是MAC1、MAC2、MAC3。根据环境质量标准，污染物
排放削减量为3Q，政府按等量原则将排污权初始分配给三个污染
源，即三家排污单位所持有的排污许可证所允许的污染物排放量
均比现有的污染物排放量减少了数量Q。
污染物排放削减量
成
本
价
格 MAC1
MAC2
MAC3
P‘
P*
P’‘
A B C D
X
Y
Z
Q33QQ2Q1
图 排污权交易的微观效应
如果排污权的市场价格是P’，则市场只有卖方，没有买方，排污权交易无
法进行。因为P’高于2、3两企业将污染物排放量削减Q时的边际治理成本，因
而两企业都愿意多治理，进一步减少排污量，以出售一定数量的排污权。对于
企业1来说，由于P’相当于（或高于）其将污染物排放量削减数量Q时的边际治
理成本，因而就没有必要去购买更多的排污权（甚至还可继续减少排污量）。
如果排污权的市场价格是P’’，则市场只有买方，没有卖方，排污权交易也
无法进行。由于P’’低于企业1、2将污染物排放量减少数量Q时的边际治理成本，
因而都愿意购买一定数量的排污权，增加排污量。对于企业3来说，由于P’’相
当于（或低于）企业3将污染物排放量削减数量Q时的边际治理成本，进一步削
减污染物排放量并将多余的排污权出售是得不偿失的（其本身甚至也愿意购买
一定数量的排污权）。
如果排污权的市场价格位于P’、P*或P*、P’’之间，排污权交易市场的买方
和卖方都存在，但排污权的需求量小于（大于）供给量，排污权价格将下降
（上升）。当排污权的市场价格是P*时，企业1、2将把污染物排放削减量从Q
减少到Q1、Q2，并从市场上购买AC、BC数量的排污权，企业3将把污染物排
放削减量从Q增加到Q3数量，并出售CD数量的排污权，此时AC+BC=CD，排
污权供求平衡。
成本节省：面积AXC+面积BYC+面积DZC
排污权交易的特点：
（1）成本最小化
（2）有利于宏观调控，管制当局可以通过发放或购买排污权
来控制排污权的价格及污染物排放量，类似于中央银行的公开市
场操作：在证券市场上出售或购买政府债券以控制货币供给量及
利率。
（3）给非排污者提供表达意见的机会
（4）有利于优化资源配置：对比标准和庇古税
（5）提高了企业投资于污染控制技术和设备积极性
（6）更具有市场灵活性：通过排污权价格的变动，排污权市场
可以对经常变动的市场价格和厂商治理成本作出及时的反应。
第七章 环境经济政策选例
一、我国的排污收费制度
二、OECD国家的环境税
三、美国的排污权交易政策
一、我国的排污收费制度
1、我国现行的环境经济政策
根据政策执行部门来划分，我国现行的环境经济政策共有3
大类23种：
第一类，由环保部门执行的政策，即①排污收费，②排污
权交易（在排污申报登记和排污许可证的基础上），③“三同
时制度”，④生态环境补偿费。
第二类，由产业部门执行的政策，即⑤矿产资源补偿费，
⑥土地损失补偿费，⑦城建环保投资，⑧废物回收利用，⑨育林
费，⑩林业基金，（11）林业造林专项基金，（12）造林、育林
优惠贷款。
第三类，由综合管理部门执行的政策，即（13）城镇土地使
用税，（14）耕地占用税，（54）城乡维护建设税，（16）资源
税，（17）资源综合利用，（18）综合利用利润留成环保投资，
（19）企业更新改造环保投资，（20）清洁生产，（21）环保产
业，（22）有益于环境的财政税收政策，（23）银行环境保护贷
款。
2、我国环境保护八项基本制度
1989年4月28日至5月1日在北京召开的第三次全国环境保护
工作会议曾将我国环境法的主要制度归纳为八项．分为所谓“老
三项”和“新五项”。
“老三项”：即环境影响评价制度、“三同时”制度、
排污收费制度，
“新五项”即环境保护目标责任制度、城市环境综合整治定
量考核制度、徘污许可证制度、污染集中控制制度、限期治理
制度。
3、我国排污收费制度
（1）排污收费制度是我国最早制定的三项环境政策之一，
也是我国实施时间最长的环境经济政策之一。
20世纪70年代末期，我国环境保护主管部门根据中国的实际
情况，并借鉴国外的经验，提出了“谁污染谁治理”的原则，根据
这一原则，开始实施排污收费制度。
这项政策规定一切向环境排放污染物的单位和个体经营者，
应当依照政府的规定和标准缴纳一定的费用，以使其污染行为造
成的外部费用内部化，促使污染者采取措施控制污染。
目前，全国征收排污费的项目有水、气、固体废物、噪声、
放射性废物等五大类113项。
（2）排污收费制度在我国的发展
1978年12月31日，中共中央批转了国务院环境保护领导小
组的《环境保护工作汇报要点》，第一次正式提出实施排污收
费制度。
在1979年9月颁布的《中华人民共和国环境保护法(试行)》
中，排污收费制度得以明确规定，为排污收费制度的建立提供
了法律依据。
1982年2月5日，国务院批准并发布了《征收排污费暂行办
法》，自当年7月1日起在全国执行，这标志着排污收费制度在
我国正式建立。
1988年9月1日开始实施的《污染源治理专项基金有偿使用
暂行办法》，是排污费由拨款改为贷款的重要改革措施。此后，
随着我国经济的不断发展和新的环境问题的出现，又提出和实
行了一系列关于排污收费的使用和管理方面的政策，其中最重
要的政策有两项：
一是，1992年9月14日，国家环境保护局、物价局、财政部
和国务院经贸办联合发出了《关于开展征收工业燃煤二氧化硫
排污费试点工作的通知》，以控制日益严重的酸雨危害，这标
志着排污收费实施范围的一资重要扩展。
二是，考虑到某些排污单位所排污水的浓度虽然已经达到
或低于国家排放标准，但是其排放污染物的总量、占用的环境
容量和对环境造成的损害甚至大于一些超标排污单位，为了促
进这些排污单位控制污染，1993年8月15日国家计委和财政部联
合发出《关于征收污水排污费的通知》，对不超标的污水排放
征收排污费，这是在排污收费中首次体现了总量控制的思想。
（3）中国排污收费制度的特点
①在全国范围内，对污水、废气、固体废物、噪声、放射性
等多种污染物的各种污染因子，按照标准收取费用，收费地域广
阔，收费种类和收费因子众多。
②从中国国情、国力出发，目前实行的是以征收超标排污费
为主，以征收非超标排污费为辅的收费体制。
③在我国的环境经济政策体系中，排污收费制度的经济学色
彩最浓，包括了收费、罚款、财政和金融4种经济手段。
④在我国目前的8条环保投资渠道中，排污收费是唯一由环
保部门管理的投资渠道。
⑤我国排污收费的法规体系由4个层次组成：全国人大颁布
的法律，国务院制定的行政法规，各省、自治区和直辖市制定
的地方法规，中央和地方政府部门的法规。
⑥是我国为数不多的纳入财政预算的行政收费，具有一种
“准税”的性质。经国务院批准，地方环保局管理并使用一部分
排污费收入，成为集政策设计者、实施者和资金儿管理者、使
用者四种身份于一身的政府部门，排污费收入是地方环保局的
重要经费来源。
（4）我国排污收费制度的实施原则
①排污单位缴纳排污费，并不免除其应承担的治理污染、赔
偿损害的责任和法律规定的其他责任。
②排污单位逾期不缴排污费，每天增收滞纳金1‰；拒缴排
污费，环境保护部门可以处以罚款，并可申请法院强制执行。
③缴纳排污费但仍未达到排放标准的排污单位，从开征的第
三年起，每年提高征收标准5%。
④《环境保护法》公布后，拳建、扩建、改建的工程项目和
挖潜、革新、改造的工程项目排放污染物超过标准的，应当加倍
收费。⑤我国目前对污水实行征收排污费和征收超标排污费的双
收费制度。⑥排污费和超标排污费可以从生产成本列支，但滞纳
金、提高标准收费、加倍收费和补偿性罚款均不得计入成本。
⑦征收的排污费纳入预算内，按专项基金管理。
⑧排污单位采取污染治理措施财政经费确有不足时，可从排
污费中给予不高于其所缴纳排污费的80%的补助20%可用于补助
环保部门的自身建设。
⑨从排污费中撮一定比例的资金，设立污染源治理专项资金，
采取委托银行贷款的方式有偿使用。
（5）我国排污收费制度存在的问题
①收费面不全。排污收费的主要对象是大中型企业和一部分
事业单位，对第三产业和乡镇企业的排污收费仅在一部分地区开
始实行；居民生活污染物排放基本未实行收费。
②收费标准偏低。根据收费标准收取的排污费，至少应当不
低于污染治理费用。而目前的排污收费标准仅为污染治理设施运
转成本的50%，对于污染控制缺乏刺激作用，使企业宁愿缴排污
费购买排污权。
③污染治理资金使用效益不高。现行的排污费资金使用体制，
导致有限的资金分散使用，忽视了必要的集中治理，不仅投资效
益下降，而且影响治理设施的运转。
④排污费大部分无偿使用。排污收费污染治理资金有偿使用
的比例仅为20%-30%，贷款利率低，贷款项目完成后，还可以申
请豁免。⑤现行政策规定排污费只能用于工业污染源的末端治理，
不能用于清洁生产和集中控制设施，影响了投资效果。
⑥由于用行政手段管理排污收费资金，不可避免地受到来自
各方面的行政干预，挤占、挪用、拖欠、积压排污收费资金的现
象比较普遍。
（6）我国排污收费制度的改革
排污收费制度的改革是根据环境与经济协调发展地需要，制
定能够控制污染、改善环境、技术经济可行和简便易行的收费标
准，充分发挥排污收费制度促进污染治理和筹集环保资金的作用。
国家环保局提出的排污收费制度改革的总体目标有以下内容：
①修订和完善适应社会主义市场经济体制的排污收费法律、
法规。②制定以促进经济与环境协调发展为目标的排污收费政策
体系，包括收费标准、收费方法、资金管理与使用方法。③建立
规模适宜、素质较高、装备精良的排污收费和环境监理执法队伍。
排污收费制度的收费方法改革包括4个方面：从超标收费改
为排污收费；从单一浓度收费改为浓度与总量相结合收费；从单
因子收费改为多因子收费；从静态收费改为动态收费。
排污收费资金管理与使用的改革包括：首先是污染治理资金
使用方式和改革：由部分有偿使用改为全部有偿使用；提高贷款
利率，对环境效益明显的项目实行贴息；逐步取消本金豁免政策。
第二，是资金管理方式的改革：逐步建立新的排污收费资金分配
体制，对立各级环境保护基金，经济和行政手段相结合，管理好
排污收费资金。
二、OECD国家的环境税
1、环境税收制度的建立
1972年5月，OECD提出了污染者付费原则（PPP），主要针
对污染者将外部不经济转嫁给社会的不合理现象，要求污染者承
担治理污染源，消除环境污染，赔偿受害人损失的费用，将外部
成本内部化。根据PPP原则，OECD国家普遍实行了征收环境税的
政策，包括征收排污费（税）以及产品税等。
排污费或税是根据污染物排放的质与量所征收的费用。
OECD国家分别在空气污染、水污染、噪声污染、固体废弃物污
染等不同方面设计了收费制度。
产品税是指对那些在生产加工、消费或处理过程中对环境造
成危害的产品征收的费用，旨在提高这类产品的相对价格，刺激
生产者和消费者转向无污染、少污染的产品的生产和消费。产品
税是OECD国家环境税的重要组成部分，除普遍实行的能源税外，
还有针对诸如农药、化肥、含铅汽油、电池、包装材料等许多会
产生污染的产品征收的产品税。
2、绿色税制改革
许多财政政策都能影响环境，环境税可以减少废物、减轻污染
和资源耗竭而有益于环境，但其他税收、财政支出和补贴也能影响
环境。例如，对某些污染行为的特别免税，对某些燃料（如柴油）
降低税率，对航空油的全部免税，汽车通勤费免税以及某些补贴
（如煤炭补贴），都有背于环境目标。因此，政府干预对环境的影
响应当在税收和补贴制度改革的大背景中予以考虑。这种改革称为
“绿税改革”。
从20世纪90年代起，OECD国家开始绿化其税制体系，实行
绿色税制改革，以制定可行的、环境有效的、费用效果好的政策。
1991年，OECD开始开展税收与环境的研究工作，1993年
发布了《互补性税收与环境政策》报告，1995年公布了《OECD
国家的环境税》报告，1996年公开了《环境税实施战略》报告。
1997年发表了《环境税与绿税改革》报告。
3、绿税改革的目标
由劳动和资本税转向财政中性的环境税，这种改革产生的财
政收入可以用来降低经济中其他扭曲性的边际税率，达到“双赢
（double dividend）——增加就业和投资、提高经济效率，缓解
环境压力“或“三赢(win-win-win)——增加就业和投资、提高经济
效率，减轻政府和消费者的预算负担，缓解环境压力”的目的。
改革从3个方面进行：（1）废除或修正现行的对环境有害的
补贴及赋税；（2）调整现行的环境税制，使之更加有利于环境；
（3）开征新的生态税，实行对环境有害产品全面征税的政策。
绿色税制改革是在税收中立（即不增加国民的财政负担）基
础上进行的。
绿税改革实施的是一系列互补性的措施，如调整现有税种，
能源税和运输税，以反映不同产品或活动的污染特征；或者开征
新税种，如对水利用和水污染、废弃物、某些化学药品等征税；
在充分考虑财政条款所要达到的非环境目标的基础上，取消或者
调整对环境有害的财政条款，如对环境有害的免税或补贴，——
绿化财政体制。
4、税收与环境政策互相促进
所有OECD国家都在不同程度上开征了环境税，越来越多的
国家正在实施综合绿税改革，环境税支持“污染者付费原则”，污
染预防和控制的成本应该在生产和消费过程中产生污染的商品和
服务的价格和产量中得到反映。
在OECD成员国中，环境税的财政收平均大约占GDP的2%。
环境税的开征支持一系列的政策目标，环境税引入一个价格信号，
有助于确保污染者在作出生产和消费决策时考虑环境污染的成本。
税收是一种灵活的政策工具，可以使达到既定污染目标的控制成
本最小化，并技术革新和污染物排放的进一步削减提供经济刺激。
机动车和燃料的购买与使用税，包括汽油和柴油税，产生了
环境税财政收入的大部分。在一些国家中，税收也用以解决范围
广泛的其他环境问题，但是，在许多国家中，环境税的应用范围
还有待于进一步扩大。
OECD国家环境税/费概况见表格。
三、美国的排污权交易政策
美国的排污权交易政策开始于20世纪70年代，是分两个阶
段进行的，第一阶段是70年代到80年代，主要是在政府的协调
下，做一些局部或区域的交易。第二阶段是90年代以来实施的
二氧化硫排污权交易，这是一项真正以市场为导向的环境经济
政策，实施范围涵盖了全美国。
早在20世纪70年代，美国国家环保局（EPA）就开始将排
污权交易政策用于大气污染源及河流污染源的管理，并逐步建
立起以气泡（bubble）、补偿（offset）、银行（banking）和容
量节余（netting）为核心内容的一整套排污权交易体系，取得
了较好的经济-环境效益。
1、气泡政策
1975年12月，由美国国家环保局颁布的《新固定污染源的执
行标准》第一次采用气泡概念并指出，如果不增加总排污量，可
同意改建厂不执行新污染源标准。
1979年12月，美国国家环保局提出规则，制定“气泡”政策，
并开始试点执行，用于达标区和未达标区的老污染源。
气泡政策是把一个多污染源的工厂当作一个“气泡”，只要该
“气泡”向外界排出的污染物总量符合政府按照环境要求计算出的
排污量，并保持不变，不危害周围的大气质量，则允许“气泡”在
减少某些污染源排放的同时，增加另一些污染源有排放。
1986年EPA扩大了“气泡”政策的应用范围（称为“多泡”政策），
污染者可以将整个工厂或邻近的几个工厂捆在一起作为一个“气泡”，
而不是把每一个烟囱作为单独的排放源。在EPA的认可下，排污
者就可以在那些最经济的排放点尽可能多地削减一些污染物，以
抵偿另一些排放点排放污染物的增加。
这一政策在经济上有较大的刺激性，便于工厂灵活地进行污染
控制，同时突破了原先的排放标准。
2、补偿政策
1976年12月，美国国家环保局颁布排污补偿解释规则，创立
了补偿政策。它被用于未达标区的新污染源和改扩建污染源以及
达标区的一些污染源。该政策在1977年的清洁空气法修正案中获
得法律认可。补偿政策允许新建或扩建污染源在未达标地区投产
运营，条件是它们从现有的污染源购买足够多的排污权。这项政
策就是为了保证新的污染源取得排放许可后，该地区的排污量并
不比以前增加。
3、排污银行
1979年美国国家环保局又通过了排污银行计划。按照这一
计划，各污染源可存入某一时期富余的排污权，以便在将来的
合适时间出售或使用。
4、容量节余政策
容量节余政策是最后加入排污权交易计划的一个组成部分，
1980年开始在PSD地工和未达标地区制定各项容量节余计划规则，
随后又于1981年将该计划扩大到达标地区。这项政策允许进行改
建或扩建的污染源免于承担通常所采用的更为严格的污染治理责
任，条件是在厂区内排污霎增量并无显著的增加。
PSD地区（防止明显恶化地区，prevention of significant
deterioration）：对于空气质量好于环境标准的地区实行的一套被
称为PSD政策的治理措施，防止空气质量好于标准的地区发生恶
化以至逼近甚至超过标准。而环境标准是防止超标的空气质量恶
化。
1974年美国国家环保局采取了PSD政策，并在1977年通过清
洁空气法修正案后对PSD政策进行了修改。
1982年4月，经里根政府批准，EPA颁发了“排污交易政策报
告书”，将“气泡”、补偿、银行和容量节余计划综合为统一的排
污交易政策，允许美国各州建立“排污交易系统”，在这个交易
系统中，同类工业部门和同一区域中各工业部门可进行排污削
减量的交易，“污染物排放削减信用”是交易中的媒介或通货，
银行方面则要参与排放削减信用的贮存与流通。
1986年12月，美国国家环保局又颁发了“排污交易政策的总
结报告”，全面阐述了排污交易政策及其一般原则，同时还为排
污交易制定了具体的交易规模和准则，例如，对排污交易市场的
范围、参加交易的污染物种类和数量限额，以及排污减少信用
的产生、使用和银行贮存作了种种规定和限制。
排污交易政策是美国空气污染控制政策的一个组成部分，
1990年的《清洁空气法》修正案大大扩展了排污交易的应用范围，
从而诞生了SO2排污权(排污许可证)交易政策。
5、SO2排污权(排污许可证)交易政策的提出
排污交易政策的两大优势：保证环境质量、降低达标费用。
美国推出的SO2排污权交易政策是迄今为止尝度过的最广泛的排
污权交易实践。
1990年美国国会通过的《清洁空气法》修正案提出了“酸雨
计划（acid rain program）”，其主要目标是，到2010年，美国的
SO2年排放量比1980年的排放水平减少1000万吨，该计划明确地
规定了通过在发电厂之间实施SO2排污的总量控制和交易政策
（cap and trading）。
在20世纪80年代期间，美国每年硫氧化物的排放总量超过
2000万吨，其中75%来自火力发电厂，20%左右来自其他工业污
染源，5%来自交通污染源。
6、SO2排污权交易政策体系
美国SO2排污许可证交易政策以1年为周期，通过确定参加
单位、初始分配许可证、再分配许可证和审核调整许可证四部分
工作来完成污染控制的管理目标。
20世纪80年代的排污权交易对象是排污减少信用，而SO2排
污权交易政策的交易对象是SO2排放许可证。持有一个SO2排放
许可证意味着一个电厂或工业污染源内的某个排污源有权在给
定的年份或该年后的任意一年排放1吨的SO2。每年的年末，所
有的持证单位持有许可证数量不能少于它实际的SO2排放量。
当然，不管一个单位持有多少许可证，它的排污量都不能
超过基于健康原因考虑的环境标准。许可证是完全市场化的商
品，一旦分配下去，就可以进行买卖交易或储存到银行以备将
来使用。
（1）参加单位的确定
确定参加SO2排污许可证交易政策排污交易政策的单位主要
有两类：一是1990年《清洁空气法》修正案在酸雨计划中列出的
法定参加者；二是获选择加入计划（Opt-in Program）批准的自
愿参加者。
选择加入计划可以使更多的SO2排放源在自愿的基础上被纳
入到排污权交易体系中，从而减少实现SO2年排放量削减1000万
吨目标的总费用，因为选择加入的排污单位的SO2削减成本肯定
低于交易体系的平均成本（表现为许可证价格），否则它们不会
自愿加入，所以它们的加入必将整个体系内的平均削减成本。
（2）许可证的分配
在美国的SO2排污权交易体系里，排污许可证的初始分配有
三种形式：无偿分配（grandfather）、拍卖、奖励。这三种形式
分配的许可证的总和相对稳定。
无偿分配是许可证分配的主要渠道，从1995年开始每年分配
一次，分配量为初始分配总额的%。分配的依据是参加单位
的基本能耗水平，即1985-1987三年平均能耗。如果某参加单位
1985年之后才开始运行，基准能耗水平改为投产最初三年的平
均水平。
许可证对于确保SO2排污削减计划的经济效益和发电能力的
进一步扩大都起着至关重要的作用，《清洁空气法》修正案在酸
雨计划中特别授权美国国家环保局负责每年拍卖许可证总量的一
小部分。
拍卖可以保证新建的SO2排放源获得必要的许可证，顺利地
投产运营，而又不使SO2排放总量增加。另外，拍卖可以提供许
可证的市场价格，反映治理SO2的社会平均成本信息，对于整个
削减计划的进一步完善、管理而言有着很好的指导作用。
为了实现拍卖，美国国家环保局从每年的初始分配总量中专
门保留了部分许可证作为特别储备，大约是分配总量的%。拍
卖许可证的另一个来源是私人持有者（如参加单位、投资者、中
间人等）提供的许可证。
许可证被赋予了市场价值之后，排污单位就有了减少排污保
存许可证的动力，从而刺激了污染防治的主动性。在美国的SO2
排污交易政策体系中，还设立了两个专门的许可证储备，用于奖
励企业的某些减排行为。能源保护和可更新能源奖励储备是其中
之一，用于奖励企业能源效率高或使用可更新能源的措施。
（3）许可证的交易
许可证的交易是整个计划的核心环节，通过交易，可将许可证
重新分配，实际上是重新分配了SO2削减责任，从而使削减成本低
的污染源持有较少的许可证，削减较多的SO2排放量，实现SO2总量
控制下的总费用最小。
交易的主体按其持有许可证的目的可分为三类：达标者、投资
者和环保主义者。
达标者是指SO2交易体系的参加单位，它们购买许可证的主要
目的是为了在年度审核时，持有足够多的相当于其SO2排放量的许
可证，以满足环保局制定的规则。
投资者包括经纪人、企业等，类似于股票交易商低买高卖，从
中赢利，这部分交易主体虽然为数不多，但对于完善、活跃许可证
市场发挥着重要作用。
环保主义者参与许可证交易的目的主要是购入并储存许可证，
使市场上许可证的总量减少，相应地减少的SO2排放量，提高环境
质量。这部分参与者包括环保团体、个人。政府有时也充当这一角
色，进行宏观调控，在环境质量恶化时，买进大量许可证。
（4）许可证的审核
用许可的手段实现SO2排放总量控制的重要前提是确保许可
证与SO2排放量的对应关系。为了保证这一前提，环保局对交易
体系参加单位每年进行一次许可证审核和调整，检查各排污单位
的当年子账户中是否持有足够的许可证用于SO2排放。
审核的主要方法是从企业账户中扣除当年应扣许可证，然后
检查是否有剩余，若不足，实行罚款；若有剩余，将许可证余额
转移至该企业账户的次年子账户或普通账户。
美国国家环保局主人依靠3个数据信息系统进行审核：排污
跟踪系统、年度调整系统、许可证跟踪系统。
排污跟踪系统由各参加单位的连续监测装置提供支持，保证
SO2排放数据的及时、完整和精确性。
年度调整系统的主要任务是计算出各账户年终要扣除的许可
证数量。
许可证跟踪系统是唯一的许可证签发、交易、达标审核的官
方记录，该系统的主要作用是为环保局提供有效的、自动监测各
参加单位是否达标的手段，同时为许可证市场提供了许可证持有
者、许可证交易日期等信息。
完整、精确的排污信息是有效实行排污许可证交易政策的关
键，只有当排污许可证与实际排污量对应起来，才能使许可证真
正成为保证环境质量前提下的可自由交易的商品。这种对应关系
的确立，一方面要求准确及时地把握参加单位持有许可证的信息，
另一方面要求准确及时地把握该单位的实际排污信息。
“世界环境日”
(1972—2002)
Give Earth a Chance
让地球充满生机
1972年联合国在瑞典的斯德哥尔摩召开
了有113个国家参加的“联合国人类环境会议”，
会议讨论了保护全球环境的行动计划，通过
了《人类环境宣言》。同年10月，联合国大
会第27次会议将这次会议开幕的6月5日定为
“世界环境日”。
第八章 WTO与环境
一、WTO的宗旨与基本原则
二、贸易与环境
三、WTO与环境
四、贸易政策与环境政策
一、WTO的宗旨与基本原则
1947年10月30日正式签署GATT，最初有23个签约国，
1948年元月1日正式生效，其规则只涉及货物贸易。
关贸总协定既是一项协调各国贸易政策和经济关系的国
际条约，也是国际贸易谈判的机构。
WTO成立于1995年1月1日，是独立于联合国的永久性国
际组织，1999年底有134个成员国。关贸总协定本身和乌拉圭
回合多边贸易谈判新达成的服务业、知识产权、外国投资协议、
环境保护，以及有关政府采购和反倾销规则，都置于这一新的
机构之下。
中国是最初的签约国之一，1986年7月8日正式提出申请恢
复其关贸总协定的缔约国席位，2001年12月11日正式“入世”，
成为第135个成员国，台湾136。
关贸总协定与WTO的宗旨、方法与原则：
通过多边贸易谈判，达成互惠互利协议，大幅度地削减关税
和其他贸易壁垒，取消国际贸易中的歧视，实施无条件的最惠国
待遇，促进更加公平与自由的贸易，从而达到提高生活水平、保
证充分就业、保证实际收和有效需求的持续增长、充分利用世界
资源和扩大商品生产与交换的目的。
WTO根据其原则制定一系列的贸易协议、规则和程序。
最基本的原则——自由贸易、公平竞争。
体现其宗旨的原则有三条：非歧视性原则、降低和最终取消
贸易壁垒的原则、无条件互惠原则。
十项基本原则：以市场为基础的充分自由竞争；非歧视待遇
原则（最惠国待遇+国民待遇）；关税为唯一保护手段；互惠；
贸易壁垒递减（关税减让）；公平贸易原则（反倾销+反出口补
贴）；市场开放原则；禁止数量限制；贸易政策法规的统一性和
透明性原则；给予发展中国家特殊待遇的原则。
自由竞争原则：商品价格由市场供求关系来决定。
非歧视待遇、最惠国待遇、互惠原则是通过关税减让原则来
实现的。非歧视性原则是通过最惠国待遇和国民待遇原则来实现
的。
无条件互惠原则：如果一国降低关税，则其他国家也必须按
照同等比例削减，但不应期待发展中国家给予同等的回报。
“倾销”：一国商品以低于正常价值的价格进入其他国家的市
场，其目的在于以其产品的价格优势争夺进口国的国内市场，谋
求高额垄断利润。
“补贴”：一国为了奖励出口而由政府给予出口企业的补贴，
降低出口产品的成本，提高了竞争能力。严重侵害商品进口国同
类产品生产厂商和消费者的利益，违背公平竞争原则。
“数量限制”：一国通过设立或采取维持配额、进出口许可证
等非关税壁垒限制或禁止其他缔约国产品的输入，或向其他缔约
国出口产品。
无条件的最惠国待遇：一国对所有缔约国的贸易待遇都必
须是同样的，如果一国给任何一国降低豁免关税或提供优惠政
策，该国也必须给其他缔约国同样的待遇。
国民待遇：一国给予的所有缔约国的人民和企业与本国公
民和企业在经济上同样的待遇，这种待遇主要包括税收、知识
产权的保护、市场的开放等，以保证缔约国产品与本国产品以
同样的条件竞争。某一缔约国对其他任何缔约国输往该国的产
品，给予与本国同类产品相同的待遇。
透明度原则：把所有的配额和其他非关税壁垒转换成关税，
然后再逐渐降低关税。原则上所有政策法规都应该提前公布。
二、贸易与环境
多边贸易体制继第二次世界大战之后创立以来，不断向前
演进。由于成功地降低了贸易壁垒，也由于技术进步，在最近
几十年中，世界经历了前所未有的经济全球化。通过货物和服
务的交换以及资本、信息，在某种程度上，还有劳动的流动，
国家之间更加相互依赖。
经济全球化及其起支配作用的制度如何影响地方、全国和
全球环境，是决策者、记者、学者、企业、工会，最为戏剧性
地，还有在一些国际会议期间的街头抗议者们激烈争论的一个
议题。
经济学家分析了贸易自由化如何通过资源配置影响环境质
量，环境政策又是如何影响贸易模式的。他们所持的假说包括
两个方面：
一个是，更加自由的贸易是否通过增加收入及随之而来的
对环境服务的更大需求而推动更好的环境保护？
另一个是，更加自由的贸易是否驱使肮脏产业搬迁到“污染
避难所”里，是否会由于环境管制成本沉重，加重其对竞争力的
影响，从而诱使政府“向底竞争”，采用松驰的环境标准？
关于贸易与环境的后面这种联系的实证结论并不令人信服：
由于贸易自由化，肮脏产业是否迁移，或者政府是否放松环境
管制，都证据不足。事实上，没有证据可以说明，环境标准的
差异可以以任何显著的方式影响贸易模式。有一些证据支持经
济增长改善环境质量的假说。当然，这一争论并不结束。
经济增长、贸易与环境确实是极为复杂地联结在一起。
贸易与环境的间接联系。
经济一体化是否危害环境？
贸易、经济增长与环境有什么关系？
世界经济的增长与环境退化相伴，全球化导致经济增长加速，
对环境的压力加大。
贸易促进经济增长，经济增长是否足以改善环境？
贸易与环境保护的关系有两个方面：一是贸易对环境的影响，
二是环境保护对贸易的影响。
贸易自由化对环境保护及政策有有利影响，也有不利影响；
环境保护对贸易有有利影响，也有不利影响。
通过贸易与投资实现经济一体化，是否是对环境构成危险？
贸易自由化是否对政府控制污染和资源退化的管制行为构成
危害？
贸易驱动的经济增长是不是有助于我们朝着世界环境资源的
可持续利用前进？
如果有适当的环境政策，贸易就会提高福利水平，贸易壁垒
不是良好的环境政策(用贸易机制促进环境政策的采纳与实施？)。
贸易收益足以支付额外的削减费用，而环境管制对竞争力的影响
很小，环境措施有时会让位于竞争力考虑。
经济增长是不是问题的一部分或解决问题的一部分，经济增
长可能是解决问题的一部分，但只限于地方污染问题，经济增长
不足以扭转环境退化。
经济一体化具有重要的环境影响。也许最重要的是，经济一
体化至少降低了单个国家的管制能力。当然，即使各国不进行贸
易，在生态意义上，它们也是相互依赖的。可是，正在发生的经
济疆界的解除，强化了在环境事务方面合作的必要性，特别是越
境和全球性环境问题。
如果有适当的环境政策，在理想状态下，贸易自由化无疑会
提高福利水平。然而，贸易自由化也可能加重不良环境政策的后
果。而取消贸易扭曲的政策措施，则会减轻扭曲，如减少伐木和
渔业补贴。
但是，环境政策与贸易政策之间也存在着相互影响。
环境问题最好从源头开始治理，不管是产生污染的生产过
程，还是自然资源的没有界定产权。而且，如果把一些间接联
系作为解决问题的目标，如进出口，就会转移对根本问题的视
线和注意力。在某些情况下，强烈的贸易疗法甚至会使问题加
重。
一般而言，一旦我们偏离环境政策的最优原则——即针对
问题根源的政策——不仅政策效果难以预料，也会对社会造成
不必要的成本，这不只是经济上不划算，或许对环境也不利，
因为这样就会使环境政策的成本很高，如果我们采取最有效的
可行政策的话。
贸易措施不是解决环境问题的最优政策，但各国政府看到，
贸易措施在某些情况下却是促进参加多边环境协议并执行以及试
图改变个国政府行为的有效机制。但以这种方式应用贸易政策对
多边贸易体制充满风险。
贸易可以起到积极作用——促进环境友善技术在全世界的传
播。这要求各国取消对现代技术和环境服务提供者的贸易壁垒。
取消对环境有害的补贴，如能源、农业和渔业补贴。这将是一种
双赢的结果，对环境和世界经济都有利。
简单地说，贸易和经济增长都不是真正的问题所在，问题
是如何在日益一体化的世界经济中创新环境政策，以确保我们
生活在生态限度以内。
出路是加强多边环境合作机制与制度，正如50多年前各国
认为贸易合作是它们的利益所在一样。
三、WTO与环境
WTO没有具体处理环境问题的协议，但是许多WTO协议中
都有与处理环境问题相关的规定。持续发展和环境保护的目标，
在建立WTO协议的程序中作了详细阐述。
最近以来，WTO高度重视环境政策。1994年乌拉圭回合结
束时，来自参加国的贸易部长们决定，在WTO中开始进行贸易
与环境问题综合工作计划，使环境与持续发展议题成为WTO工
作的主流部分。
核心问题：为了保护环境的原因，贸易制裁是否允许？
1、GATT/WTO“贸易与环境”30年
早在1970年，贸易与环境的关系——环境政策对贸易的影响
与贸易对环境的影响——开始引起人们的重视。
贸易与环境保护的冲突，环境意识变为贸易保护主义。
经济增长对社会发展与环境的影响：1972年斯德哥尔摩人类
环境会议。
GATT秘书处1971年研究报告：“工业污染控制与国际贸易”
——环境保护政策对国际贸易的影响——环境保护政策会变成贸
易障碍，构成贸易保护主义的新形式（绿色保护主义）。
1971年11月，成立了环境措施与国际贸易工作组，但直到
1991年也没有开过一次会。
1991年，欧洲自由贸易协会（EFTA）要求召开EMIT会议。
1992年，联合国环境与发展大会。贸易谈判东京回合（1973-
1979）：环境措施（技术规范与标准）会成为贸易壁垒——呼吁
非歧视与透明性。乌拉圭回合（1986-1994）。
2、职责广泛的委员会
这个委员会的职责很广泛，涉及到多边贸易体制的所有领域
——货物、服务业和知识产权，研究贸易与环境之间的关系，对
贸易协议需要作出什么修改提出建议。
其工作主要基于两个主要原则：
（1）WTO只是解决贸易问题的主管部门，不是环境机构。在环
境问题中的任务只是研究当环境问题对贸易有重大影响时出现的
问题，这个委员会的成员不想干预国家或国际环境政策，或制定
环境标准。对环境议题，某些其他专门机构有更好的资格来承担
这些任务。
（2）即使在具体鉴定问题时，这个委员会的解决办法也必须坚
持世界贸易体制的原则，这一点已被1992年联合国里约环发大会
所认可。
WTO成员确信，开放公平和非歧视的多边贸易体制，对于
更好地保护环境资源和促进可持续发展的国家与国际努力，是一
个重大贡献。
3、WTO与环境协议
WTO体制与“绿色”贸易措施如何相关？
WTO协议与各种国际环境协议及做法之间是什么关系？
现在，WTO以外，大约有200多个国际协议处理各种环境
问题，这些协议叫做多边环境协议。在这些协议中，约有20个
协议的条款可能影响贸易，如它们禁止某些产品的贸易，或者
在一定情况下允许各国限制贸易。在这些协议中，有蒙特利尔
保护臭氧层协议、危险废物贸易或跨国境运输巴塞尔公约、濒
危物种国际贸易公约等。
WTO的贸易与环境委员会规定，
WTO的非歧视和透明度原则与必须保护环境的贸易措施，
包括根据环境协议采取的行动，并不冲突，关于货物、服务业
和知识产权协议中的条款允许各国政府优先考虑其国内的环境
政策；
解决国际环境问题的最有效方法是通过环境协议，这是对
WTO寻求贸易问题国际一致同意解决办法的补充，换言之，利
用国际环境协议的条款远比一个国家自己试图改变其它国家的
环境政策更好；
为保护环境而对贸易有一定影响行动，在一些环境协议中
可以起到重要作用，特别是在贸易是环境问题的直接原因时，
但是，贸易限制不是可以采取的唯一行动，而且，这些限制不
见得是最有效的，可以选择的办法包括：帮助各国获得环境可
靠技术、向它们提供财政援助、提供培训，等等
到现在为止，根据国际环境协议采取的影响贸易的行动，
在关贸总协定和WTO体制中还没有，普遍认为，根据环境协
议采取的行动不会成为WTO的问题，如果有关各方已经签署
这种环境协议，虽然这一问题并没有完全解决。贸易与环境
委员会更为关注的问题是，当参加环境协议的一个国家针对
另一个没有签署该协议的国家采取行动时会发生什么。
4、“绿色”条款
WTO协议中处理环境问题的绿色条款：
（1）关贸总协定第20条 影响货物贸易保护人、动植物生命
或健康的政策，在一定条件下豁免正常的关贸总协定纪律；
（2）技术贸易壁垒（即产品和工业标准）、卫生及植物保护
措施（动植物卫生和卫生学）协议：明确认同环境目标；
（3）农产品协议：环境计划豁免补偿削减；
（4）补贴和反补贴协议：为适应新的环境法，允许补贴达到
公司成本的20%；
（5）知识产权协议第27条：对于危及人、动植物生命或健康，
或严重破坏环境的专利，政府可以拒绝发证；
（6）服务贸易总协定第14条：影响服务贸易保护人、动植物
生命或健康的政策，在一定条件下豁免正常的关贸总协定纪律。
5、保护环境的关键问题
如果一个国家认为另一个国家的贸易破坏环境，这个国家
可以做什么？可以限制另一个国家的贸易吗？
如果可以，有什么条件？对此，目前还没有固定的法律解
释，因为这个问题在WTO内外都没有经过法律争端的验证。
不过，WTO的贸易协议和WTO以外的环境协议使人想到，
（1）首先是合作，有关各国应当试图合作，防止破坏环境。
（2）控告国家可（例如针对进口）采取行动，保护自己的国
内环境，但是不能歧视，根据WTO协议，适用来自其它国家进
口的标准、捐税或其它措施，也必须同样适用控告国家自己的
产品（“国民待遇”）和来自其它国家的进口（“最惠国待遇”）。
（3）如果其他国家也是一个环境协议的签字国，控告国家采
取的任何行动可能不是WTO关注的事。
（4）如果其它国家不是环境协议的签字国，如何？一些环境
协议规定，已经签署该协议的国家，应当适用来自没有签字国
家的货物和服务。这一点是否会违反WTO协议，还没有验证。
一种可能的方法是重写规则，以便于各国在一定情况下采取影
响没有签字国家贸易的行动时引证环境协议，但批评家们说，
这将允许一些国家将它们的环境标准强加给其它国家。
（5）在这个问题环境协议不适用时，WTO规则适用，据解释，
WTO协议规定了两件重要事项：一是不能因为生产方法而对产
品施加贸易限制，二是一个国家不能将自己的标准强加给自己
领土以外的其它国家。
6、生态标记
给环境健康产品贴标记，是重要环境政策手段。
对于WTO来说，关键问题是，贴标记的要求的做法不能歧视，
无论是在贸易伙伴之间（应当适用最惠国待遇），或者是在国内产
品或服务和进口产品之间（国民待遇）。标记是用来说明产品的生
产方式是否环境健康，如何根据WTO技术贸易壁垒协议的规则处理
标记问题？这是贸易与环境委员会需要进一步讨论的一个领域。
7、国内禁止的货物
许多发展中国家关注这个问题，它们担心，在不充分了解情况
下，某些危险的产品就进入它们的市场，发展中国家想事先得到充
分情报，以便有条件决定是否进口这些货物。对此，现在有许多国
际协议，WTO可以起一种互补作用。
8、自由化与可持续发展
更加自由的贸易不有助于还是妨碍环境保护？贸易与环境委员
会的成员们认为，取消贸易限制对多边贸易体制和环境都有利。
9、知识产权和服务业
对于贸易体制的规则如何影响这两个领域的环境政策，或
受这两个领域的环境政策的影响，同感（共识）甚少。贸易与
环境委员会认为，需要进一步研究服务贸易总协定的这个部门
与环境保护之间的关系；知识产权协议有助于各国获得环境保
护技术和产品，需要研究知识产权协议与生物多样性公约之间
的关系。
10、金枪鱼——海豚争端
一个国家可以告诉另一个国家其环境规定应当是什么样吗？
贸易规则允许针对货物生产方法（而不是针对货物质量）采取行
动吗？这是一个涉及环境问题的争端案件，是按照旧的关铳总协
定争端解决程序处理的。
（1）争端的内容
在太平洋东部热带地区，黄鳍金枪鱼群通常在海豚群的下面
游泳，用大型抢网捕捞金枪鱼时，海豚也会被捕进拖网，不被释
放的海豚就会死掉。美国海洋哺乳动物保护法，为美国国内捕鱼
船和太平洋地区用捕鱼船捕获黄鳍金枪鱼的国家规定了保护标准。
如果向美国出口金枪鱼的国家不能向美国政府证明它达到了美国
法律规定的海豚保护标准，美国政府将禁止来自这个国家的所有
鱼类进口。在这次争端中，墨西哥是有关的出口国家，它向美国
出口的金枪鱼遭到禁止，于1991年按照关贸总协定争端解决程序
提出了控告。
这个禁令还适用于将金枪鱼从墨西哥运到美国的“中间”国家，
通常金枪鱼在这些国家之一进行加工和装进罐桶。在这次争端中，
面临禁令的“中间”国家是哥斯达黎加、意大利、日本和西班牙。
（2）专家小组
1991年2月，墨西哥要求成立专家小组，9月，专家小组向
关贸总协定成员作了报告，内容包括，美国不能禁止从墨西哥
进口金枪鱼产品，只是因为墨西哥对金枪鱼生产方式不能满足
美国的规定(但是，美国可以将其规定适用进口金枪全的质量)，
这被认为是一个“产品”对“方式”问题。
关贸总协定规则不允许一个国家试图在另一个国家执行自
己国内法的目的而采取贸易行动——甚至保护动物健康或可能
枯竭的自然资源。这项裁定背后的理由是，如果美国的辩护被
接受，那么，任何国家都可以禁止来自另一国家产品的进口，
仅仅是因为这个出口国家的环境、卫生和社会政策与自己的不
一样。这样就为任何国家适用单边贸易限制打开了方便之门，
将自己的标准强加给其它国家，这是对滥用保护主义的开放，
是对多边贸易体制旨在通过贸易规则达到有预见性的主要目的
的挑战。
对于要求把金枪鱼产品贴上“海豚无害”标记的美国政策（让
消费者选择是否购买产品），专家小组的意见是，这个要求并不
破坏关贸总协定规则，因为它意在阻止对所有金枪全产品的骗人
广告做法，无论是进口的或是国内生产的。
（3）报告一直没有通过
关贸总协定体制要求达成协商一致，墨西哥决定不执行这个
案件，这个专家小组报告一直没有通过，墨西哥和美国自己进行
双边磋商，以便在关贸总协定以外达成协议。1992年，欧盟提出
了自己的控告，这导致1994年中向关贸总协定成员第二次分发第
二份专家小组报告，这份报告维持第一次专家小组的调查结果，
并做了修改。由于美国在一系列关贸总协定理事会和关贸总协定
缔约方最终会议上说，它没有时间完成对这份报告的研究，所以，
没有就通过这份报告达成协商一致。
1995年1月1日，关贸总协定发展成为WTO。根据现在的WTO
体制，如果WTO成员（在争端解决机构会议上）没有就否定专家
小组报告达成协商一致，那么，60天后，专家小组报告就自动
被接受（“通过”）。
四、贸易政策与环境政策
目前，在采纳充分的环境税和环境管制方面进展缓慢，多边
贸易体制也多少受到指责，从法律来看，人们声称，WTO规则阻
碍环境政策的制定，也有人声称，WTO规则为外国质疑对其贸
易权有干涉的国内环境政策提供了法律上的保护伞。
由于世界市场的竞争压力，要在国赢得必要的政治支持以提
高环境标准有时是不可能的。单独行动所带来的投资和就业方面
的损失常常使管制行动丧失动力。在最坏的情况下，环境管制甚
至会在对市场份额、投资和就业的无情竞争中被放松。
另外，环境界担心，国际贸易会放大世界上环境政策不良的
效果。贸易驱动的经济增长会加速环境退化的速度，除非对环境
予以充分的保护。
GATT与国内环境政策：基本原则
全球贸易在很大程度上为GATT及世界贸易组织(WTO)支持
下的有关贸易协议所左右。GATT法律框架对国内决策的基本限
制是对在参加国之间进行贸易的货物的非歧视性待遇。
“我们认识到，根据WTO规则，任何国家都不应被禁止采取
措施以保护人类、动物或植物生命或健康，或在其认为适当的水
平上保护环境，其要求是，这些措施的应用方式不能构成一种对
具有相同条件国家的专横的或不公正歧视手段，也不能构成一种
对国际贸易的隐蔽限制，并符合WTO协议规定的条款。”
（WTO第四次部长级会议宣言，-14，多哈。）
在贸易与环境界，考虑GATT与环境政策的关系是一个正在
出现的问题。直到GATT乌拉圭回合谈判，环境一词并未出现在
GATT正文之中，但是，GATT的几个条款和部分可能与环境问
题有关。
在探讨贸易-环境问题时，GATT的下列部分常常被引用：
第I条：一般最惠国待遇
第III条： 国内税收与规章的国民待遇
第XI条：禁止数量限制
第XIII条：数量限制的非歧视行政管理
第XVI条：补贴
第XX条：一般例外
“体现乌拉圭回合成果的GATT最终法案”中包含下面几个另
外的相关项目：
知识产权与贸易的相关方面；
补贴与反补贴措施协议：部分允许一些环境补贴；
创立多边贸易组织协议。
第九章 环境公正：环境政策的公平性
一、环境公平的含义
二、单个行业污染控制成本的分摊
三、家户的污染控制成本负担
四、污染物产生的公平性
五、政策含义
在这个古老的世界上，有许多人坚持认为，所有的人应该
均分所有的物品，例如，我看到，我们都得到了同样多的冰块，
富人在夏天，而穷人却在冬季。
——Bat Masterson（记者）
正义，公正，公平，平等
——政治、法律、伦理、社会、经济
垃圾填埋场、危险废物存放地的选址
代际公平问题
污染控制成本分摊
污染控制收益的分配
国际环境公正，等等
一、环境公平的含义
环境风险的分配是公平的吗？控制环境风险的成本分配是
公平的吗？
前面几讲说明，尽管现有环境政策不是最有效的，但总的
说来，净收益是正的。虽然正的净收益意味着，对整个社会来
说，环境政策的收益超过损失，但对社会的所有成员而言，情
况并非如此，某些社会群体承担的成本可能与其收入不成比例。
1、关注环境公正的意义
2、经济学对社会公平的界定
1、关注环境公正的意义
关注环境公正，意义有二：一是伦理，二为务实。
伦理层面关切的是，风险、收益和成本的分配是否与社会公
正规范一致，对公正政策的期盼是对有效政策的希冀的补充。
实用层面强调的是，成本负担的分摊与环境立法的通过可能
性及其最终形式之间的关系，被认为是不公正的政策和计划，即
使增强了效率和可持续性目标，其通过的前景也是非常渺茫的。
识别不公正的根源，对政策进行调整，消除不公正，提高推
行有效政策的可能性。
2、经济学对社会公平的界定
象其他学科一样，经济学对社会公正规范的界定并不完美，
因而并不是无可挑剔。然而，一些常规方法已经兴起，可以用
来指导我们对这一问题的探索，其中包括两个概念——水平公
平和垂直公平。
（1）水平公平：平等地对待平等者(即收入相同的人，在
经济学里，对“平等者”的传统定义是以收入水平为基础的）就
是水平公平。就污染控制而言，水平公平原则要求所有收入水
平相同的人获得相同的净收益。这一原则可以用来评价政策的
地理及民族公正性。如果一个国家不同地区或不同民族的收入
水平相当的人们获得的净收益不同，这就违反了水平公平原则。
(2)垂直公平讨论的是不平等者（即具有不同收入水平的人）
的对待问题。评价一项具体政策是否满足垂直公平的第一步，是
计算净收益在各收入组人群间是如何分配的：累进地、累退地，
或是成比例地？
成比例地分配是说，各收入组人群获得的净收益与其收入成
正比例；
累退地分配是指，富人组获得的净收益占其收入的比例大于
穷人组所获得的净收益占其收入的比例；
累进地分配是指，穷人组获得的净收益相对于其收入的比例
大于富人组获得的净收益占其收入的比例。
这一定义的一种含义是，一种政策分配给富人组的净收益大
于分配给穷人组的，未必是累退的，只有在富人组所获得的净收
益与其收入的比例大于穷人组时，这种分配才是累退的。
3、公正的政策与不公正的政策
依据惯例，累退的政策是违背垂直公平原则的，这种惯例
与社会对穷人的关切是一致的，社会对穷人的关心体现在旨在
改善穷人的经济状况的健康、住房和收入转移政策中。
根据这些标准，
不公正的政策：累退的分配政策，与
违背水平公平原则的政策；
公正的政策：累进的、成比例的分配政策，与
符合水平公平原则的政策。
二、单个行业污染控制成本的分摊
控制空气和水的常规污染物的成本是如何分摊的？污染控制
政策的收益是如何分配的？大部分现行政策的污染控制成本起初
都是由行业负担的，为了遵守空气、水和固体废弃物的管理规章，
行业必须在污染控制设施上进行相当多的资本投资。
污染控制成本起初由污染源来承担，并不意味着全部成本最
终都由污染源承受。一般来说，污染控制成本的最终分摊是由市
场的特点决定的，根据市场进入障碍和需求弹性等因素，这些成
本或者以较高价格的形式向前传递给消费者，或者以较低工资和
/或就业水平的形式向后传递给劳动者，或者以较低的资本投资回
报的形式直接由所有者负担，或者这三种形式的任意组合。
1、竞争性行业污染控制成本的分摊
为了了解成本如何分摊的条件，有必要深入了解一个行业
如何对其成本结构的变化产生反应。假定一个由完全相同的企
业组成的完全竞争行业起初处于长期均衡状态，面对市场价格
p0，代表性企业为实现利润最大化，生产的产量为q0，边际成
本等于价格（边际收益）。由于在产量q0时，平均成本也等于
价格，经济利润（超额利润）为零，企业没有进入或退出该行
业的动机。
现在设想，这一均衡被环保局强制各企业减少污染物排放
的管理规章所打破，假定环境管理规章对企业的效应可以由边
际成本和平均成本一起向上变动垂直距离d来表示，因为市场供
给曲线是由各企业边际成本曲线（都向上变动垂直距离d）的加
总，所以市场供给曲线也向上变动垂直距离d，市场价格从p0上
升到p1，其增加少于d，在短期内，价格上升的数量不是边际成
本上升的全部。
生产量生产量`
价
格
或
成
本
价
格
或
成
本
D
S0
S1
S2
AC0
AC1
MC1
MC0
Q0Q2 Q1
d
p2
p0
p1
q1 q0=q2
图 市场对污染控制成本的反应
（a）单个企业 （b）市场
污染控制对单个企业的效应：企业生产较少的数量，实现利
润最大化，此时，新的边际成本MC1等于新的价格p1。但是，由
于p1低于AC1，所以经济利润为负，有些企业将退出本行业，直
到经济利润恢复为零为止，达到新的均衡。
价格与平均成本的这种偏离反映在市场供给上，是进一步向
左变动，变动的程度取决于为使价格和平均成本恢复相等而需要
退出的企业的数量，在价格p2处，p2 = AC1，恰好比p0大d。此时，
市场的产出是较小的Q2，但每一剩下的企业所生产的数量与成本
增加前相同。
在短期内，由于边际成本一致增加d，价格的上升幅度小于d，
所有企业都减少产量，利润为负。
在长期内，由于一些企业退出该行业，零利润得到恢复，所
有剩下的企业的产量与成本上升前相同，价格的上升恰好等于边
际成本的上升。在这种情况下，消费者和劳动者都将分摊一部分
成本，对于较低的生产水平，消费者支付较高的价格，而较低的
生产水平意味着对劳动的需求较低，因而导致较低水平的就业和
工资。
劳动者和消费者各自分摊的成本大小在很大程度上取决于
对这种产品的需求弹性，例如，若这种产品的需求曲线完全无
弹性，是在Q0处的一条垂直线，在这种情况下，短期价格上升
等于d，且短期经济利润为零。由于生产水平和劳动需求不受影
响，消费者将承受全部成本负担。
由此不难看出，需求曲线越有弹性，成本上升对生产和劳
动的影响就越大。这种关系说明，污染控制的影响不仅依赖于
行业的劳动密集程度——这将决定生产下降对劳动的影响程度，
而且取决于需求的价格弹性——这将决定生产下降的程度。例
如，进口不受相同污染控制政策约束的行业就会面临更加严峻
的竞争，与那些所生产产品没有有效替代品——不论是国产的，
还是洋产的——的行业相比，面临的就业下降的威胁也就下降。
2、垄断行业污染控制成本的分摊
污染控制支出对任一行业的效果也与该行业的市场结构有
关。不论有还是没有环境管制，都不会发生新企业进入垄断行
业的情况。由于没有这种压力，就改变了典型企业对管制作出
反应的方式。
控制成本的增加对垄断行业的效应如图所示。起初，垄断
行业处于利润最大化的均衡，产量为Q0。价格为P0，如果环境
管制使其边际成本从MC1一致地增加到MC2，垄断企业生产Q0
就不再实现利润最大化，它必须调整产量水平。在产量Q0处，
边际成本超过边际收益（=价格或边际收入），减少产量直至
边际成本再一次等于边际收益时，利润就会增加，此时，产量
水平为Q1，相应的价格为P1。
d MC1
MC2
MR
D
Q0Q1
p1
p0
生产量
价
格
或
成
本
图 垄断行业/企业对污染控制成本的反应
控制成本同样上升的效果，对垄断行业和竞争性行业是不
同的，这些效果不仅明显，而且有趣。例如，垄断行业的价格
上升没有竞争性行业大。在竞争性行业里，如果边际成本曲线
以数量d向上变动，最终，价格也以相同的数量向上变动；而在
垄断行业里，价格上升的幅度小于d。这一结果与普通预想的看
法——垄断行/企业会自动转嫁全部成本——正好相反。垄断企
业至所以不会转嫁所有成本，是因为这样做会使需求过分降低，
垄断者消化吸收部分新增成本是划算的。
只要竞争性行业和垄断行业面对相同的市场需求曲线，垄
断行业减少的产量就少于竞争性行业减少的产量，对就业的影
响也较小。在某种程度上，垄断者将其工人与成本的剧烈变动
隔离开了。
三、家户的污染控制成本负担
环境成本增加对家庭的影响有多种形式，家庭所购买产品的
价格上升引起固定收入的购买力下降，竞争性行业工资或就业的
下降导致收入减少，而具有一定市场力量的行业（即垄断行业）
由于收入减少（由于承担了大部分污染控制成本，环境管制后的
最大化利润小于管制前的），由此形成的利润分红也减少了。但
是，这些不是家庭最终承担污染控制成本的唯一途径。支付给政
府用于补贴废弃物处理厂建设的资金来源于税收收入，污染控制
成本的最终分摊，不仅取决于行业的需求性质及市场结构，同样
也取决于税制结构。
以空气污染为例。因为成本分担方式不同，固定源和移动源
空气污染控制的净收益分配不同。
1、移动源控制
汽车空气污染控制政策的主要对象是新车，而穷人的新车
拥有率很低，所以污染控制成本的大部分由中上等收入阶层负
担。但是，新车污染排放控制成本的增加，影响到旧车价格，
虽然新车购买者面对较高价格，旧车价格也上升了。
研究表明，在短期内，（1）在每一收入组中，旧车车主的
收益（出卖旧车）大于新车车主的损失（污染控制）；（2）收
益分配是累进的。因此，在短期内，汽车污染控制成本低于旧
车收益，低收入阶层获得较大的收益。
但是，在长期内，所有汽车的成本都提高了，这就需要考
虑更多的因素：（1）新车买主增加的成本，（2）旧车买主增
加的成本，（3）每一收入组中，新车和旧车的车主数量。
综合起来分析，汽车污染控制成本的分摊是累退的。
成本分摊只是事情的一半，还应补充收益的分配：不同区域
环境状况的改善、各区域居民的收入水平，由此计算出每一收入
组接受污染物的减轻程度。研究表明，市区，尤其是大城市空气
质量改进的收益分配是累进的，因为大城市中污染最重的区域中
穷人最多，但郊区、小城市和非市区的家庭负担大部分成本，却
只获得中等程度的空气质量改善收益，这些区域中的低收入组的
成本负担更为沉重。
从净收益的分配来看，乡村中的穷人比社会其他阶层的成本
负担较重，而所获得的空气质量改善收益较低，因而净收益的分
配是累退的。
2、固定源污染控制
固定源污染控制也导致较高价格，但受到影响的商品并不
相同，而且，由于穷人尤其是市区的穷人的汽车拥有率非常低，
其他商品的价格上涨对穷人的影响就更大。因为穷人储蓄少，
在这些商品上的支出占其收入的比例更高，这些商品价格的升
高对家庭的影响与它们在这些商品上的花费成正比，所以，固
定源空气污染控制成本的分配是累退的。
固定源空气污染控制的收益分配又是另一回事。研究表明，
每一地区污染物高浓度与低收入人群的高比例成正相关，最穷
的居民受到较高污染水平的影响，较高的污染水平通常在资产
价值较低的居隹区，环境改善的收益分配是累进的，较低收入
的社会阶层所接受的污染物浓度下降最大（但下降后仍不一定
低于高收阶层所接受的污染物浓度）。
3、综合评价
应该说，污染物接触减少与经济收益并不是一回事。研究
表明，市区一般家庭比郊区和乡村一般家庭获得的收益高出许
多倍，而其成本负担则相差不多。一般而言，虽然最穷的家庭
支付的净成本最低，但中低收入家庭受到的影响较重。
比较明显，空气污染控制政策既违背水平公平原则，又违
背垂直公平原则，不同地区收入相同的人没有受到平等对待，
空气污染控制政策的净收益分配方式在相当程度上是累退的。
四、污染物产生的公平性
企业生产产品满足国内家户、政府和出口市场的需求，在
这个过程中，企业产生污染物。从这个意义上讲，家庭对污染
物的产生负有部分责任，家户对产品需求的数量和类型对污染
物排放的数量和类型有一定影响。根据这种逻辑，不仅有可能
发现不同收入组一般家庭购买产品的数量和类型，而且有可能
利用这一信息求出所导致的污染物排放模式。掌握了这一信息，
就有可能估计出污染物的产生如何随收入类别而变化。
假如平均来说收入的边际污染倾向——花费单位货币所产
生的污染物数量——低收入家庭与高收入家庭相同，由于高收
入家庭花费更多，随着家庭收入的提高，每个家庭所产生的污
染也就增加。
五、政策含义
上述空气污染控制政策的净收益分配方式，既违背垂直公
平原则——富人获得了不成比例的净收益，又违背水平公平原
则——正的净收益主要由大城市市区的居民获得，具有相当收
入的乡村居民获得相当少甚至可能为负的净收益。
但是，即使是受到最不利影响的人群在污染控制上的花费
也不超过其收入的2%，成本负担分摊的累退性程度大致等于销
售税的累退性。当只考虑净收益分配时，累退性程度及其所代
表的收入百分比都小于只考虑控制成本时的情况。
那么，污染控制政策的实施可否既达到水平公平和垂直公
平的要求，又不牺牲效率？追求更有效率和更公平的政策是可
能的，所以这种分配方式是可以避免的。以下是可以实现双重
目标的备选方法。
1、对于移动污染源，实施“双车”策略：
要求市区车辆比乡村车辆污染轻。
增进水平公平：在污染轻的农村地区可以降低污染控制成
本，从而使农村地区的净收益与市区更加一致，不同地理区域
中具有相当收入的家庭获得相当的净收益，从而改变目前净收
益主要由高污染市区家庭获得的状况。
增进垂直公平：由于减少中小城市和乡村地区的控制成本，
低收入组家庭的成本负担减少得比高收入组家庭要大。
2、可转让许可制度
对于固定源污染控制政策的累退性：固定污染源污染控制提
高了相关商品的价格，由于与富人相比，穷人的大部分收入用于
购买这些商品，价格上涨对他们的打击更大。政策可以影响价格
上涨的程度，从长期来看，价格上涨程度取决于长期平均成本曲
线上最低点的高度，影响平均成本的政策变化，也影响价格，平
均成本提高越大，对价格的影响也越大。
可转让许可制度，如排污权交易政策，这种环境政策改革极
大地降低现有污染源的守法成本——边际的和平均的——从而减
少价格的上涨幅度，减少传统环境政策在分配上的负面影响（不
公平性）。
无偿分配的许可证制度比排污收费制度与许可证拍卖市场
制度引起的价格上涨都轻，后二者都包含了额外的成本，而前
者可以避免这样的额外成本。但是，无偿分配的排污许可证制
度是否具有较低的累退性，还要看排污许可证拍卖和排污收费
制度产生的财政收入如何使用，如果这种财政收入以某种方式
转移支付给穷人，这两种政策的累退性也会比较低，尽管引起
产品价格的上涨幅度较大。
总的观点是：由更为传统的纯粹管制的环境政策转向经济
刺激制度，既可提高效率，又能增进公平。
3、总结
判断污染控制政策的公平性需要信息：成本和收益的初次
分配如何？市场反应如何转嫁这些成本？行业将成本转嫁给消
费者和雇用工人的能力取决于产品的市场需求、生产过程的劳
动密集程度和市场结构，一些行业受到的打击更大。
最终分配的实证证据显示，空气污染成本是累退地分摊，
而收益则是累进地分配。固定污染源控制的净收益是累进地分
配，而移动源污染控制的净收益分配是累退的。由于移动源污
染控制占支配地位，从总体上看，空气污染控制的净收益分配
是累退的，环境政策并未达到垂直公平标准，虽然程度较轻。
第十章 贫困、增长、发展与环境
一、增长与发展的概念
二、增长的过程
三、增长与发展的关系
四、可持续发展
在21世纪，全球经济体系面对着巨大挑战，主要是要找到一
条可行的道路，有效地处理全球贫困问题，而不破坏环境或留给
后代的资源基础。
贫困，尤其是发展中国家的问题是环境问题的重要原因，最
糟糕的空气污染不是人们所认为的出现在高收入国家的工业化城
市，而是较低收入国家的大城市。为有效地应对环境问题并消除
隐藏其后的人类痛苦，需要提高生活水平。
传统上，提高生活水平是通过经济增长来实现的。
一、增长与发展的概念
1、Herman E. Daly对增长与发展作出了有益的区分。
发展指的是福利状态的质的提高，而增长指的是物品和服
务在物质产出（不是价值产出）上的扩张。二者有一定联系，
但绝不是同义的概念。从理论上讲，有增长而无发展或有发展
而无增长，都是可能的，但从历史角度来看，增长与发展是相
互紧密地联系在一起的。（Daly和Cobb，1989）
工业化程度较低的国家实现经济发展的一种模式是工业化
国家走过的经济快速增长道路，这一模式的适用性如何？
2、经济增长与经济发展
经济增长一般定义为人均国民生产总值（或人均真实消费
（收入）水平）的提高。只有正确地衡量经济增长，才能有效
判别是否发展。如绿色国民收入帐户体系，这种国民帐户计算
经环境调整的国内净产值和国内净收入，也即反映环境资产的
损耗。
如何衡量经济发展？福利的改善或恶化。但现有的衡量尺
度是产量，即产品和服务的数量，如国民收入核算常用的指标
是国民生产总值（GNP）或国内生产总值（GDP）——在经济
社会（一国或一地区）在一定时期内运用（本国或地区范围内
的本国国民或他国国民所拥有的）生产要素所生产的全部最终
产品（物品和服务）的市场价值。流量是在一定时期内发生的
变量，存量是在一定时点上存在的变量。
国民净产值（NNP）等于国民生产总值减去人造资本的折
旧（磨损）。但是，自然资源的损耗并没有从国民生产总值中
扣除，甚至有的也被当作收入计算在国民生产总值之内（如医
院提供的服务）。
传统的发展是狭义的发展（经济增长）：只是经济领域的活
动，其目标是产值和利润的增长、物质财富的增加。为了实现经
济增长，还必须进行一定的社会经济改革，而这种改革也只是实
现经济增长的手段。在这种发展观的支配下，为了追求最大的经
济效益，采取了以损害环境为代价的经济增长发展模式，在全球
范围内造成了严重的环境问题。
广义的发展是指人类生产生活质量的提高与福利改善，不
仅包括经济的增长，国民生产总值的提高，人民生活水平的改
善，还表现在文学、艺术、科学的昌盛，道德水平的提高，社
会秩序的和谐，国民素质的改进。发展还必须包括：消除贫困、
改善环境、消除战争可能性、保障人权、避免浪费人的潜力。
——可持续发展。
3、增长与发展的前景
《超出极限》的观点认为，在全球规模上，经济指数增长的
势头将继续有增无减，直到达到地球的物理极限，此时，全球经
济将突破其资源基础并崩溃。在这种观点看来，经济增长是问题
的根源，而非解决问题的办法，唯一理性的选择是对经济增长本
身加以限制，除此以外，没有其他途径可以避免全球经济崩溃。
然而，Simon认为，经济将不断发展，经济增长将随着时间
的流逝逐渐降低为零。在这种观点看来，经济增长是改善后代
人福利的手段，远不是有害，拒绝经济增长会使第三世界国家永
远处于贫困状态。
要评价传统经济增长对发展的适宜性，应当首先理解该模型
及其作为消除贫困的手段的成败。经济增长如何发生？增长过程
如何受日益增加的资源稀缺性和环境成本的影响？工业化国家未
来的增长过程预期会发生什么变化？
工业化国家增长与发展的关系，增长是否增加了发达国家一
般居民的福利？经济增长使之成为可能的物质产品消费的显著增
加是不是只是掩盖了大量的补偿问题，这些问题使正确测量的生
活标准下降，而不是上升？
当然，一般居民的处境并不总是能够说明穷人的命运。在经
济快速增长时期，穷人的处境怎样？是“潮涨船高”，还是更多的
人搁浅海滩？
虽然工业化国家的历史经验能说明一些问题，这一经验对第
三世界国家的可移植性却绝非显而易见。经济增长对广泛影响第
三世界的压倒性贫困问题能给予多大程度上的解答？在一个有限
的世界上，第三世界国家中的穷人实现生活水平提高目标的障碍
是什么？
4、环境库兹涅茨曲线
库兹涅茨曲线：Kuznets在1954年美国经济学学会年会上所
作的演说中，首次论述了如下结论：“在经济未充分发展的阶段，
收入分配将随同经济发展而趋于不平等。其后，经历收入分配暂
时无大变化的时期，到达经济充分发展的阶段，收入分配将趋于
平等。”（S. kuznets, “Economic Growth and Income Inequality”,
American Economic Review 45(1995): 1-28.）
环境库兹涅茨曲线，根据目前世界各国的经济与环境状况，
在经济发展过程中，也存在着随着人均收入的提高环境先恶化后
改善的情况。但环境库兹涅茨曲线带有一种宿命论的色彩，似乎
人类的发展必须经过一个先污染后治理的过程。这种观点过于机
械，不利于后发展国家政府在经济发展中注意环境保护。后发展
国家的任务，就是在考虑发展总效益的前提下，降低环境库兹涅
茨曲线的弧度，在倒U形曲线上找到一条水平的通道，就是说既
要实现经济发展，又要保持环境健康。
但是，在全球环境问题上，发达国家应承担主要的环境保护
责任，发展中国家主要承担与其经济发展水平相适应的环境责任，
这是环境的代内公平的应有之义。
人均收入
环
境
污
染
A B
O
图 环境库兹涅茨曲线
二、增长的过程
1、增长的两个主要源泉：增加投入——如资本、劳动、能
源和其他资源，要求在给定的现有生产技术和知识条件下，产出
越来越大；技术进步——提高这些资源的生产率，要求生产技术
和知识本身的改进和提高。
（1）投入的增加。由于投入增加而发生的增长量由两个重
要的经济概念决定：规模经济和报酬递减规律。
规模经济是指，当所有投入按相同比例增加时，所获得的产
量增量。如果产量增加的比例等于各要素投入增加的比例，则称
为规模报酬不变，如果产量增加的比例大于各要素投入增加的比
例，则称为规模报酬递增。
报酬递减规律决定的是，在一些投入增加而其他投入保持不
变时发生变化的投入与产出的关系。例如，假定所有其他投入都
保持固定不变，只有资本增加，报酬递减规律意味着，当资本以
一定数量连续增加到其他固定资源上时，最终会达到一点，此时，
资本投入的每一增量所产生的产量增量越来越小。
（2）技术进步。增长的最终来源——技术进步——要求实
行较好的而不太浪费的生产方式。由于技术进步，即使投入不增
加，只是因为现有投入的利用更为有效，增长也会发生。
——制度变革：改变人们的选择集和激励机制。
2、增长率降低的根源
（1）投入流减少。在许多国家，人口增长显著放慢，劳动
力增长减缓，甚至可能停止，由增加劳动支撑的增长日渐消失，
将来可能会继续减少。
即使以不变价格来看，能源和原料的成本也在不断提高，生
产者对较高的相对价格作出反应，减少这些投入的使用，从而降
低它们对增长的贡献。
资本形成在过去对增长起到了枢纽作用，今后有可能继续如
此，提高工人的劳动生产率。资本打破了由于人力所限而造成的
对增长的障碍，如工人的力量与耐力（推土机）、市场规模（铁
路、卡车和飞机）和公司的可控性（计算机）。
（2）尽管资本是一种可再造资产，有一些间接限制可降低
将来其对增长的作用，这包括对资本对其他要素的可替代性、
未来投资的生产力和投资动机的限制。
资本支撑经济增长率的能力部分在于其对日益稀缺的其他要
素投入的替代能力，这种替代能力的有限性是对增长产生影响的
第一个来源。
第一种替代可能性是资本对劳动的替代性，大多数生产研究
发现，资本和劳动是非常强的替代物。
但是，资本对其他资源的替代可能性比较复杂，对此并没有
形成共识。如对美国长时期资本-能源关系在研究发现，它们是
互补品，而不是替代物，因此是资本和能源一起替代劳动和其他
资源，它们彼此之间没有替代关系。那么，在将来，资本和能源
是否会保持互补，或者资本替代能源是否可能？由于化石燃料能
源的使用与全球变暖间的联系，如果资本和能源是互补品，那么
减少化石燃料能源的使用的发展战略就会产生资本形成速率下降
的负效应。
在某些能源的使用上，替代是可行的，一些资本投资也可加快向
太阳能的转换，在运输部门，自行车可以替代汽车，通讯也可
替代运输，但是，这种替代可能性是有限的。虽然能源可以在
很大程度上替代劳动，但劳动力增长日缓和较高的能源价格对
经济增长很有可能产生不利影响。
对增长产生影响的第二个来源是未来资本的生产力。由于
污染上升，用于治理污染的资源数量也要增加，用于污染控制
的资本投资不是生产更多的物品，而是生产出更清洁的环境，
由于清洁环境的价值通常并没有反映在传统的经济产出中，当
投入的更大部分从提高生产力转向提高环境质量时，按传统方
法测量的产出增长将更加缓慢。
增长下降的最后一个来源涉及投资动力问题。资本投资数
量取决于该项投资的回报率，有两种因素可以降低投资回报率：
对新污染源的管制偏见和投资组成。由于管制集中在新污染源
上，就使将近投资的获利性相对下降，而使现有资本存量的赢
利性相对提高。这种对新污染源的管制偏见减弱了对新资本的
投资动力。在投资组成上，新工厂和设备支出的大部分用于污
染控制，也趋向于降低这些支出的可获利性，因为环境改善一
般不会增加利润。
显然，资本增加不可能完全补偿其他投入流的下降，虽然这
并不意味着增长在不远的将来就会停滞，由于投入流下降而导致
经济增长率的衰减。
（3）技术进步的限度。如果技术进步要补偿投入流的下降，
技术进步率必须提高。一些研究者认为，技术进步继续推动经济
增长的作用程度可能是有限的，这些限制，有的是制度性的或是
一种选择问题，而其他的则是自然的和不可改变的。
污染控制政策中的新污染源管制歧视是制度性限制的一个例
子。因为大多数技术进步只有在体现于新的或改进的生产设施中
时才能开花结果，由于减少了这些设施的数量，新污染源管制偏
见就会阻碍技术进步。
另一种制度障碍是对基础研究分配的资源越来越少，特别是
公共部门，由于基础研究是技术进步的先导，这种趋势也可降低
技术进步率。
3、环境政策对增长的影响。
污染控制法律给企业造成很大的遵守成本，这些成本必定对
通胀（提高产出价格）、就业和经济增长产生影响。一般来说，
传统环境政策对通胀率（消费者物价指数）的影响是很小的，污
染控制支出在生产成本中所占比例相对较小。对就业的影响，新
污染源管制歧视的一种效果是减少对现有污染源就业的负面影响，
对就业产生的负面影响进而在一定程度上为生产污染控制设备的
企业所获得的就业增加所抵消，这些行业的销售会直接由于环境
管制而增加。虽然由于环境政策引起的就业负效应是十分有限的，
但是，由于新工作有利于不同类型的 工人，新工作与失去的工作
又很少在同一地点，也很少具有相同的技能水平，这样，即使在
总就业效果为正时，环境控制成本的上升也会引发严重的地方性
问题。
生产率的下降在多大部分可以归因于环境政策？只有一小部
分是把投资转向环境控制的结果，事实上，政府的一些安装清洁
设备的要求可因为迫使企业投资于新的和更有效率的设备而提高
生产率，对于美国工业来说，普通认为，环境管制造成的生产率
下降是大约12%。
4、能源。
增长减缓的第二种可能来源是能源，由于能源与资本是互
补品，所以，能源价格上涨会减慢资本投资和资本形成，同时，
由于能源与劳动是替代品，能源价格上涨会使劳动的使用增加，
引起平均劳动生产率的下降，从而造成经济整体生产率的下降。
较高的能源价格可能会压抑技术进步率，在1973-1976年期
间，在美国35个部门的29个中，由于能源价格上涨，技术进步
对生产率增长的贡献下降。
能源价格的剧烈变化还会影响资本的利用程度，在短期内，
能源效率最低的资本类型利用率最低，由于降低了现有资本存
量的利用率，全要素生产率也就降低了。
三、增长与发展的关系
在历史上，增长是不是促进发展？增长是否真正使一般人更
富裕？收入最低的社会成员的处境是否因经济增长或没有经济增
长而变好？
事实证明，这些都是很困难的问题，无法作出令人满意的回
答。人们不再迷恋增长，部分是因为增长的计量方法，并不是说，
所有的增长都不好，而是，传统的增长指标的提高并不总是好的。
对于零增长的兴趣部分也是因为这样一个事实，即目前对经济增
长的计量存在一些问题。
1、传统指标。
当一个国家或整个世界的境况变好时，真正的发展指标就
会上升，变坏时，就会下降。这种指标称为福利指标，但是，
现有的传统指标都不是福利指标。
（1）现有的指标是产出指标，表示生产了多少物品和服务，
而不是我们有多富裕。对产出进行计量并不简单。我们所熟悉的
经济增长指标是以GDP为基础的，它表示一国经济在任一年内
生产的最终物品和服务的价值总和。价格用来衡量这些物品和
服务在GDP中的重要性，从理论上讲，把生产过程各部门直到
产品出售的增加值加总就可算出GDP。价格提供了方便实用的
商品对消费者价值的衡量体系，价格应当反映消费者的边际收
益和生产者的边际成本。
（2）GDP不是一种福利指标，一种局限性是，它包括了重
置资本——替换用坏的旧机器而不是增加资本存量的新机器——
的价值。
为了修正一些投资仅仅是替换旧机器而不是增加资本存量的
规模这一问题，引入了国内生产净值（NDP）概念。NDP定义为
GDP减折旧。
NDP和GDP都有受通胀影响的缺陷，如果物品和服务流保持
不变，而价格翻倍，那么NDP和GDP也将翻番。由于福利的产出
都没有增加，一项准确的指标应当反映这一事实。
这解决这一问题，又引入了不变价格GDP和NDP，扣除物价
上涨因素，余下的GDP和NDP增加，才是扩大的物品和服务的生
产引起的。
这一修正并不能解决所有问题，其中之一是，并非GDP的所
有部分都相等地对福利产生贡献。在现有的国民收入账户体系中，
与福利关系最为密切的部分可能是消费——家庭真实消费的物品
和服务的数量，不包括政府支出、投资和进出口。
（3）对现有账户体系所作的最后一种修正是用真实消费除
以人口数量，求得人均真实消费，这就使得我们有可能区分为保
持日益增多的人口的生活水平所必需的产出增加与保证这一人口
的一般成员消费更多物品和服务的产出增加。
人均真实消费是利用现有的便利数据所能获得的最接近于福
利导向的产出指标，但它远不是一种理想的福利指标。特别地，
人均真实消费的变化尚无法区分由收入的真实增加而导致的经济
增长与由自然资本（环境提供的资产存量）的折旧而导致的经济
增长。
2、自然资本与国民收入核算
Sir John Hicks（1947）提出的收入的经典定义是：
在实际事务中，收入计算的目的，是给人一种数量提示，他
可以消费这一数量而不会变穷。根据这一思想，收入是一个人在
一个星期内可以消费的最大数量，而且可以期望在周末与本周开
始时一样富裕。
虽然传统的国民收入核算体系对人造资本的处理方式与这
一定义一致，自然资本却不是。随着人造资本的磨损，账户系
统拔出一定数量称为折旧，用于补偿由于设备磨损而造成的价
值下降。只有把折旧从总收入中减去，经济活动的增加才可记
录为收入的增长。只是用于重置磨损资本的那部分收入不宜看
作收入。
在标准的国民收入核算体系中，对自然资本没有进行这样
的调整。自然资本存量的折旧被错误地计算为收入。减少资源
禀赋并将因此而增加的财务资源当作收入，这是不允许的，而
这正是传统国民收入账户允许我们对自然资源所做的，砍伐森
林等经济活动被当作收入，而不是自然资本禀赋的下降。
对自然资本来说，由于国民账户系统违反了希克斯的收入
定义，由于这种错误信息，决策者更易采取不可持续的发展战
略。对印度尼西亚的研究表明，从1971年到1984年，未作调整
的GDP年平均增长%，而调整后的数字是每年仅增加%。
价值不变论的可持续标准主张价值不变或增加的增长就是
可持续的，价值下降的增长是不可持续的。
3、替代指标
Nordhaus and Tobin(1972)提出了经济福利指标（MEW），
对真实人均消费数据进行调整如下：
（1）减去环境损害的价值，（2）减去耐用消费品的购买
价格，加上这些物品每年提供的服务价值，（3）减去并不增加
福利的消费者支出，如通勤费，（4）加上闲暇和非市场性家务
劳动的价值，（5）加上每年政府服务和公共物品服务的价值。
1929-1965年，美国人均真实NDP增长了%，而同期人
均MEW增长为42%。
UNEP（1990）提出了人类发展指标（HDI），有三个主要
组成部分：寿命、知识与收入。
1989年，Daly和Cobb提出了可持续经济福利指数（ISEW），
对MEW进行进一步调整。
四、可持续发展
可持续发展是当代人类发展的必然的一致追求，但是，对于
什么是可持续发展，仍然存在广泛的理解，而对于怎样实现可持
续发展，更是莫衷一是。
1、可持续发展一词的来源
“持续”的意思是“在时间上延续不间断”、“保持下去”。对于
资源与环境来说，就是保持或延长资源环境的生产使用性和资源
环境基础完整性，使自然环境资源能够永远为人类所利用，不致
因其耗竭或破坏而影响后代人的生产、生活与生存。
“可持续”的概念来源于生物学和生态学，最初应用于林业和
渔业，是对资源的一种管理战略，即如何合理地收获全部资源中
的一部分，而新成长的资源数量足以弥补所收获的数量，并提出
最大可持续产量的概念。而经济学家则提出了最优可持续产量——
由可再生资源的最优存量获得的最优流量，这就是对可持续性进
行分析的正式开始。当资源与环境问题的范围从局部扩大全球时，
可持续发展的概念也就应运而生。
“可持续发展”一词最早出现在国际文件中是1980年由国际
自然保护同盟（IUCN-The World Conservation Union）在世界野
生生物基金会支持下制订发布的《世界自然保护大纲》（The
World Conservation Strategy），后来便由生态学范畴应用于更
加广泛的经济学和社会学范畴。
1983年11月，联合国成立了世界环境与发展委员会(WCED，
挪威首相布伦特兰夫人（G. H. Brundland）任主席。1987年，该
委员会向联合国大会提交《我们共同的未来》（Our Common
Future）报告，正式提出了可持续发展模式，指出“生态与经济
从来没有象现在这样互相紧密地联系在一个互为因果的网络之
中”。
《我们共同的未来》提出的可持续发展概念得到了广泛采
纳，“既能满足当代人的需求，又不损害后代人满足其需求的能
力的发展”。
“可持续发展”思想的内容，包含了当代与后代的需求、国家
主权、国际公平、自然资源、生态承载力、环境与发展相结合、
消除贫困等重要内容。首先从环境保护的角度提倡保持人类社会
的进步与发展，号召人们在增加生产的同时，必须注意保护与改
善生态环境，明确提出要变革人类沿袭已久的生产方和生活方式，
并调整现行的国际经济关系，这种变革与调整要按照可持续性要
求进行设计和运行，几乎涉及到经济发展和社会生活的所有方面。
2、可持续性的含义
何谓可持续性？从系统论角度来看，可持续性是指某一过程
在一个无限长的时期内可永远地保持下去，而系统内外不仅没有
数量和质量的衰减，甚至还有所提高。
生态学家重视生态系统的适应性及其功能的保持，经济学家
强调保持和提高人类生活水平，社会学家则呼吁保持社会和文化
的多样性。但是，多数仍然是以人类为中心的。
可持续性涉及到生物地球物理的、经济的、社会的、文化的、
政治的、技术的及自然环境的各种复杂因素的相互作用，包括自
然资源与生态环境的可持续性、经济发展的可持续性和社会进步
的可持续性三个相互联系的方面，其中自然资源与生态环境的可
持续性是基础，经济发展的可持续性前提，社会进步的可持续性
是目标。
3、增长的可持续性
假定，一般居民的长期福利的有以下四种未来发展趋势（见
图）A、B、C和D，垂轴是人均福利水平，横轴是时间（世纪），
t0代表示现在。
第一种图景D表示人无法福利水平继续以指数增长，不仅现
在的福利水平是可持续的，福利的增长也是可持续的。出于对代
际公平的考虑，应当更多地考虑当代人的利益，因为他们是最穷
的，没有必要对后代人担心。
第二种图景C表示福利水平的增长逐渐减少，当福利增长降
低为零时，达到最高点稳定状态，每一后代人福利水平至少与前
几代人相同，目前的福利水平是可持续的，尽管现在的福利增长
水平不是可持续的，没有必要对增长过程进行人为控制。
第三种图景B表示，人均福利水平起初增长并随后达到稳定
状态，但是，此后下降到一定水平后，又进入稳定状态。在t1和
t2间的人比其前几代人更穷，这是Meadows及其同事们所预言的
图景。现有的福利水平及其增长都是不可持续的，可持续性标准
要求立即转向可持续福利水平。
第四种图景A是说，不存在可持续的人均福利水平，认为唯
一可能的可持续福利水平是0，当代人的全部消费只是加快文明
的结束。
D
C
B
A
时间（世纪）
人
均
福
利
图 人均福利的可能趋势
t0 t1 t2
这些增长图景说明，可持续性有三个层面的重要问题：
（1）一种正的可持续福利水平的存在，
（2）最终的可持续福利水平对现有福利水平的相对高低，
（3）未来福利水平对前几代人活动的敏感性。
第一个层面的问题可以排除图景A，第二个层面的问题是，
如果最终的可持续福利水平高于现在的水平，就没有必要大幅
度地降低现在的生活标准，第三个层面的问题是，现在各代人
的活动是否会提高或降低最终的可持续福利水平，如果是这样，
可持续性标准要求把这些影响考虑在内，以免由于非自愿地把
财富转移给前几代人，未来各代人不必要在变穷。
4、如何实现可持续发展
绝对地保持生态环境不变是不可能的，离开人类谈发展，也
是没有意义的。从经济学的角度来看，人类要发展，总得有权衡，
但不能超过一定的“度”——即极限，当代人留给后代人的发展机
会（即满足其需求的能力）应当不少于当代人所拥有的发展机会。
替代是应当允许的，但又不是无限的。
当代人与后代人的机会不可能完全一样，这就涉及到机会的
代际衡量体系。经济学家从资本存量的角度来定义发展机会，也
即可持续性，并扩大对资本的理解，人造资本（财政和经济）、
自然资本（自然资源与环境）、人力资本（教育、卫生、健康、
营养、知识、技能方面的投资）和社会资本（人文和社会制度基
础）。
保持资本的完整性是实现可持续发展的最基本条件，当代人
留给后代人的四种资本的总和不少于当代人所拥有的资本总和。
应当保持资产至少不将其消耗至某一极限，任何基于消耗自
然资本的消费都不应当看作收入。可行的可持续发展的第一步是
对国民收入核算进行调整，并对资源消耗与环境保护进行投资。
投资的量应等于环境资源的稀缺租金(Hartwick 规则)。
5、可持续发展的分类与必要条件
根据人造资本与自然资本的相互关系(是替代，还是互补？)，
可持续性有以下三种：
弱可持续性：资本存量的价值（自然资本与人造资本之和）
不能下降，某种资本的价值可以下降，只要其他种类资本的价值
增加并保持资本总价值不变。
强可持续性：现存自然资本存量的价值不能减少，人造资本
和自然资本各自的存量价值都不能下降。
环境可持续性：自然资源的物质流量而不是其总价值应当保
持在可持续产量水平上。
实现环境可持续性的必要条件：（1）可更新资源的开发利
用率不能超过其再生率；（2）必须排放到环境中的废弃物的产
生率不能超过环境吸纳废弃物的能力；（3）不可更新资源的耗
竭应当为对其可更新替代物的投资和开发所抵消(Herman Daly)。
前途是光明的，道路是曲折的。最后的资源是人类的智慧与
意志，以及由此而作出的制度与政策选择。
