排污权分配

排污权分配（精选十篇）

排污权分配 篇1

兰州市是有现代工业特色的区域性中心城市,经过长期以来的建设与发展初步形成了以石油化工、装备制造、农产品加工、医药生物、能源电力、冶金有色和高新技术为主体,门类比较齐全的工业体系,成为全国重要的石油化工、冶金有色和装备制造业基地,同时也成为西部重要的原材料工业基地和黄河上游最大的工业城市。由于工业化的快速发展以及对环境问题认识上的缺乏,再加上兰州市本身是一个处在南北两山之间,东西狭长型的城市,使其产生的污染物尤其是大气污染物不利于有效的扩散,导致环境污染问题较为突出,对人们的工作、生活、学习以及当地企业的生产状况等都产生了直接的影响,因此协调环境保护与经济增长之间的关系成为了一项重要的工作。2014年兰州市建立了排污权交易市场并制定了详细的实施细则和管理办法,2014年12月1日兰州环境能源交易中心开始运营,主要负责排污单位初始排污权指标的核定,审核污染物总量出让方、受让方交易资格及交易的真实性,确定交易方式、交易过程监督和市级统筹的主要污染物排污权的储备、出让工作。推动环境资源配置向市场化运作的过渡。对兰州市行政区域内的新、改、扩建工业企业排污项目所涉及的二氧化硫、氮氧化物、化学需氧量、氨氮四项主要污染物排污权进行有偿使用和交易,并且于2015年4月15日正式出台了基准价格分别为4.80元/kg、4.80元/kg、10元/kg、10元/kg,其中,兰州新区的排污企业可在成交价款总额的基础上减免30%,三县及红古区的排污企业可在成交价款总额的基础上减免20%,上述优惠后的最终成交价格不得低于确定的基准价格,基准价格即日起试行两年。2015年4月28日,兰州市首场排污权交易拉开帷幕,6家石油和化工等企业通过排污权交易电子竞价系统,顺利完成甘肃省首场排污权交易工作。截至2015年底,通过3次7场公开挂牌竞拍,完成138.17t二氧化硫、199.66t氮氧化物、15.29t化学需氧量、1.41t氨氮的现场拍卖,累计交易额达到327.32万元,标的物历史单项最高溢价率达到了212.5%。

2 兰州市排污权交易初始排污权分配模式的选择

初始排污权的分配不仅涉及企业的成本,而且关系到社会有关团体的利益,在很大程度上决定了排污权交易制度的运行效率。国际上通用的排污权初始获取模式有4种:即无偿领取、固定价格出售、公开拍卖和混合分配模式。兰州市对初始排污权的分配采用有偿分配的模式,并于2014年11月11日出台了《兰州市排污权有偿使用交易管理办法》、《兰州市排污权有偿使用交易资金管理规定》。

2.1 无偿分配模式

无偿分配是由环境保护行政主管部门依据相应的标准来分配排污指标,并且将这些指标以排污权许可证的形式给予排污企业。通过无偿获取的排污权在一定程度上使排污企业有了一笔可以在交易市场上交易的资产,所以对排污企业来说便于接受,有助于缓解企业的抵触心理,也利于排污权交易制度的推行。然而,环境保护行政主管部门在实际工作中不能较为周全的考虑到排污企业的实际情况,企业之间的排污水平和治污能力缺乏动态的比较竞争机制,环保部门难以让排污权初始分配实现动态优化,最终必然在运行过程中导致效益的实际损失,不能实现公平与效益的兼顾[1]。在国内外的排污权交易实践中,无偿分配方式依据的标准有两种:一是根据历史产量或排污水平来进行分配,被称作祖父继承制,即环境保护行政主管部门在总量控制目标限制下,根据现存企业某一历史年份的产量或排污量直接进行分配;另一种方式是依据现实的产量水平或排污量来分配,也就是说,环境保护行政主管部门按照总量指标和预计的产量水平,计算单位产量的允许排污数量,作为标准的参考标准,然后再根据确定的标准向企业分配相应数量的排污权。美国在洛杉矶综合利用计划、汽油中铅减少项目计划等政策中多以第一种方式为依据进行初始排污权的无偿分配。

2.2 固定价格出售

标价出售是由环境保护行政主管部门制定一个合理的价格来进行初始排污权的出售。目前制定出售价格的依据有两种:一种是以排污企业进行环境污染治理的成本为依据来实行价格的制定;另外一种是将社会成本和排污企业的私人成本之间的差额作为依据来实行出售价格的制定。因为对初始排污权在经济层面上明确一个科学合理的价格对于环境保护行政主管部门来说是有困难的,所以导致上述的两种依据在实际的操作过程中很难实现[2]。假如对初始排污权制定了过高的价格来进行出售,必将使排污企业的生产经营成本大幅度增加,对那些超污、重污的排污企业失去了约束和限制作用,在一定程度上对企业的正常生产经营规划产生了负面的影响;相反,对初始排污权制定了过低的价格来进行出售,将会对那些无污、低污的排污企业失去政策激励作用,同时也失去了作为一种价格参照的作用。所以初始排污权价格定的不合理,将不能体现出排污权的市场价值,甚至会导致交易市场的混乱。伊胜萍、李寿德对初始排污权的主导思想与确定价格的困难性从理论的角度出发进行了深入的分析与研究[3],黄桐城、施圣炜对初始排污权的如何定价问题从期权的层面上进行了深入的探讨[4],就当前对初始排污权的如何定价问题的研究状况来说,虽然取得了一些研究成果,但大多还是偏重于定性方面的理论研究,很少甚至没有定量方面的研究。

2.3 公开拍卖模式

公开拍卖模式下,政府将固定数量的可容许排污权许可进行拍卖。由于区域环境承载总量不同,导致各个地区的可供出售的许可数也不尽相同。进行拍卖时,各个排污企业可根据自身治污能力和财务实力等在各种可能的价格下对所需要的许可数量进行投标。然后,政府通过拍卖竞标数量和各自的价格与预期收益进行比较,计算出价格,最终使求购数量同出售数量相等[8]。公开拍卖虽然加重了排污企业的负担,但使得分配效率大大提高,同时形成了一个确定的拍卖价格,在一定程度上给排污企业进行排污权交易提供了参考信息,有助于排污权交易市场的更加完善,目前许多学者就这种分配方式进行了深入的研究与探讨。肖江文等在一级密封价格拍卖方式的基础上,构建了排污权交易制度中初始排污权分配的不完全信息静态博弈模型,并且总结出参与以公开拍卖为方式进行初始排污权分配的排污企业越多,环境保护行政主管部门所获得的利益也就越多[5]。在美国“酸雨计划”[6]的实施过程中,他们对一部分的排污指标进行公开拍卖并且收到了很好的效果。以公开拍卖的方式进行初始排污权的分配是一种科学有效的方式,它促使经济效益好、技术设备先进、治理环境污染费用低的排污企业在公开拍卖中获得更多的初始排污权。相反,如果一个排污企业它的经济效益差、技术落后或升级缓慢、治理环境污染的成本高,那么就在公开拍卖中处于劣势,可能会取得很少量的初始排污权,为了维持企业自身生产运营的正常进行,他们必须在排污权交易市场中以一定的价格从其他企业手中购买。通过这种方式在一定程度上刺激了这些排污企业在技术升级、产业结构调整以及工艺设备方面的革新。在排污权交易市场中经济效益好、技术设备先进、治理环境污染费用低的排污企业作为排污权的出让方通过交易获得了更多的资金,将这些资金反过来又用于技术的改进,有利于当地的环境容量资源的合理配置和环境污染问题治理的成本最小化。

2.4 混合分配模式

混合分配机制,是指在初始排污权的分配过程中采取多种不同的分配方式,如免费分配方式和有偿分配方式的混合使用。实际上,不同国家和地区在进行排污权有偿使用交易过程中,结合经济发展阶段和环境保护工作的具体实施情况,初始排污权的分配方式必然有一个过渡阶段,过渡时期应该采用混合分配机制。在排污权交易计划的初期,为了减少实行的阻力,可以实行排污权的免费分配,再将它进一步划分成若干个阶段,在国家指导政策的基础上适当调整免费分配的比例来兼顾地区发展差异。嘉兴市和绍兴市采用对初始排污权进行有偿分配的方式,湖北省采用的是依据排污企业通过环境影响评价审批的时间为节点实行无偿与有偿结合的方式。

3 结语

公平有效地对初始排污权进行分配是构建排污权一级市场的关键。兰州市的排污权交易制度还处于起步阶段,与我国沿海城市相比,经济相对落后,更应该平衡经济增长与环境排污之间的矛盾。在排污权初始分配实践中,建议兰州市在进行排污权交易试点工作之初采用免费分配模式,以降低企业的资金压力,也有助于排污权交易制度的推行;排污权交易市场的正常运作后,排污权初始分配可考虑逐步从无偿分配向有偿分配过度,即采用混合分配模式,在这个过程中可以分成几个短期阶段,每个阶段适当调整无偿分配和有偿分配比例,适当比例的初始排污权有偿分配从外部给企业压力,有利于排污权交易指导的推行;在排污权试点工作进入深水区后,随着排污权交易市场的逐渐成熟,排污企业进行工艺流程、生产设备的改造升级,环境污染低的生产发展格局逐步形成,环境容量资源优化配置,由混合分配模式逐步过渡到公开拍卖分配模式是一个较好的选择。总之,要通过不断的体制和机制创新实践,灵活的选择初始排污权的分配模式,确实维护排污权交易的公开、公平和公正原则,从而更加高效有序地控制污染、改善环境。

参考文献

[1]高鑫,潘磊.从社会资本角度探索创新排污权初始分配模式[J].生态经济,2010(5):34~37.

[2]张丹.排污权交易制度若干法律问题研究[D].北京:中国青年政治学院,2010.

[3]李寿德,伊胜萍.排污权交易思想及其初始分配与定价问题探析[J].科学学与科技技术管理,2002,23(1):69~71.

[4]施圣炜,黄桐城.期权理论在排污权初始分配中的应用[J].中国人口·资源与环境,2005,15(1):52~55.

[5]肖江文,罗云峰,赵勇,等.初始排污权拍卖的博弈分析[J].华中科技大学学报,2001(9):37~39.

大同市二氧化硫初始排污权分配研究 篇2

大同市是国家大气污染防治重点城市之一和山西省SO2排污交易试点城市.初始排污权分配是推动该市SO2排污权交易政策实施的.关键.针对大同市大气SO2污染排放特征和总量控制目标,提出了金字塔形的初始排污权逐级分配模式.进而选择兼顾环境容量和环境质量目标的初始排污权分配模型,完成了全市各总量子控制区和主要污染行业两个级别的初始排污权分配,并据此建议了相关排污权交易方式.

作 者：李巍 毛渭锋 丁中华 LI Wei MAO Wei-Feng DING Zhong-hua 作者单位：李巍,毛渭锋,LI Wei,MAO Wei-Feng(北京师范大学环境学院,环境模拟与污染控制国家重点联合实验室,北京,100875)

丁中华,DING Zhong-hua(山西省大同市环境保护局,大同,037006)

试论排污权的初始分配模式与方法 篇3

关键词：排污权交易制度 经济优化 初始分配 初始分配方法

1.排污权的初始分配依据

在未来研究的一个非常重要的课题仍然进行有效的新模型的设置。这里构建的模型被称为“极大极小”模型，这个模型是用来免费分配初始排污权的，同时还讨论了这个模型的具体算法，在实践中更贴近实际经济情况，对政策制定者来说更具有参考价值.湛江港湾海域排污权交易制度中企业污染排放量初始化分配采用免费分配方式。环境管理部门根据湛江港湾环境容量及现有排污企业排污许可证中污染排放总量以及结合企业排污水平合理、科学的分配指标。政府可储备部分污染物排放量，用于分配或售卖给新进企业。但湛江港湾海域排污权交易制度实施初期企业拥有规定容量资源的使用权是无需付出成本的。这种分配方式，对于企业来讲，不会在成本方面得到增加，相反的，对于企业来说，是一笔资产的增加，比较容易被接受。产权只要被进行了明确定义，同时不存在交易费用的话，不管初始产权被如何配置，借助于交易的形式，资源最是能够实现配置最优，即：产权的初始配置对于资源的最有效利用不会产生任何影响。

2.初始分配必须要坚持的基本原则

对于排污权交易来讲，初始分配意义重大，方法是不是恰当会直接的对不同利益方产生很大的影响，对于总的控制目标之实现也有很大的关系。按照当前的经验，我们知道对初始分配产生影响的主要因素有：湛江港湾海域水资源具体的环境容量，水资源汇流区居住的居民数量，湛江当前的经济社会发展情况，技术的水平，总体的规划等等，出于对这些诸多因素的考量，初始进行排污权的分配。必须要坚持公平合理、经济优化的原则，在尊重历史的前提下，进行微观的协调。

3.初始分配模型

选取指标： 按照初始分配排污权的相关因素和需要遵循的基本原则，进行指标的选取，在上文研究分析的基础之上，对于湛江港湾排污权交易的相关影响指标可以划分为四个不同的层次，分别是：科技水平，社会公平，经济发展以及环境现状。在细化各个不同层次的基础之上，得到了表1。

确定指标权重需要遵循如下方法：层次分析法。上世纪七十年代，Saaty这一出名的美国运筹学家提出了层次分析法，评价方案的最基本的目标就是确定湛江港湾海域排污权初始分配指标的具体权重大小，上文陈述了相关的评价指标体系和具体的准则。主要的评价模型包括了如下四层：方案层、指标层、准则层，还有目标层。每一层都是由不同的因素组成的，不同层次之间的结构为递解的类型，不同层次之间的从属关系借助于框图进行具体的表现，这些框图就是层次结构图（见图1）。

构造比较判断矩阵： 上面的评价模型里面，上面一层的因素可以用来对下面一层含括的要素进行比较评判。为了方便，比较选择的为两两进行的方式，在选择了上面一层中的某一个因素作为准则进行比较的时候，可通过比较标准（aij）对层次里面第i个和第j 个元素进行相对重要性的认识，aij一般选取正整数1…9和它们的倒数作为其值，aij构成具体矩阵就是比较判断矩阵A=[aij] 。对aij进行取值要遵守的基本规则如下：

确定总量：按照湛江所有水功能区能够纳污的具体能力状况，还有当前排放的污染总量，湛江港湾海域委员会提出总排放量的意见，设定的目标为COD38.20（104t/a，氨氮2.66（104t/a），初始分配的主要对象为COD和氨氮的初始排污权的分配。所有的指标数据：人口总量、非农人口比例、人均GDP、污染物入河排放量、出境断面水质达标率（源自水质监测）、河段长度、社会经济与水文的统计数据（详情见表2）。确定贫困地区倾斜指数与地区开发指数的方法如下：地区开发指数反映的对象主要为工业在此地区的具体发展水平，这个指标是对经济进行评价的重要指标，还需要对排污效率和工业增加值进行综合性的考虑。对于地区开发指数的内部因素进行因素权重确定的时候借助于层次分析法进行。借助于归一化，对两个内部因素进行处理，而后依据权重向量进行地区开发指数的具体确定。

贫困地区倾斜指数主要考虑的为一个地区的社会公平性，这个因素让每个地区都获得了相同的发展权。借助于对城镇和农村人均纯收入进行衡量获得，依据的数量指标为2005年，国家城镇和农村人口的平均比例41.76∶58.24所（详情见表5-4）。假定i区人均收入是xi，据此有i区贫困区对应的具体倾斜指数：

借助于这个计算公式，我们知道指标值越大的时候，就越需要倾斜，在I6>1的情况下，这就是说这个地区是需要进行倾斜的，在I6<1的情况下，这就说明这个地区是不需要予以倾斜的。

表3体现了在计算基础之上对湛江港湾海域排污权进行模型指标权重的初始分配。经由模型预算获得湛江港湾海域各个地区氨氮与COD排污权的初始分配量。

4.总结

这个模型不但全面，而且具有很好的综合性，还能够对不同的因素产生权重大小不等的影响，比较合理，也能够对环境经济的发展进行很好的协调。借助于在诸多不同措施，对污染治理予以很好的管控，促进环境保护，提升污染治理的效率，实现人和自然的协调发展。

【参考文献】

[1]幸红，排污权交易及其法律规范，学术研究，2006年第8期，第77页

[2]陈俭峰. 试谈我国排污权交易制度建设的几个问题——以绍兴市为例[J]. 经营管理者. 2010，12（05）：65-66

排污权初始分配方式简述 篇4

关键词：排污权,初始分配

一、前言

排污权交易制度作为一种环境政策, 已经得到广泛的应用。它的基础理论框架是由Coase (1960) , Arrow和Debreu (1954) 建立的, 经济学家们最初都倾向于认为排污权初始分配只是一纯粹的分配问题, 使得早期的多数学者在排污权的交易理论与实践问题的讨论中几乎都忽视了初始排污权的分配问题。

但是, 科斯不是没有看到交易成本而一味假定交易成本为零的, 经济活动中的外部性不可避免, 交易纠纷客观存在, 法院调解具有必然性, 市场交易必须付出成本, 这与交易成本为零的假定不相符。一旦考虑到进行市场交易的成本, 合法权利的初始界定对经济制度运行的效率产生影响。显然, 在排污权交易市场中, 现实的情况明显地与科斯第二定理更为接近, 即当考虑到排污权交易市场的交易成本时, 合法权利的初始界定 (即排污权初始分配) 对排污权交易制度运行的效率是会产生影响的。即初始排污权初始分配方式直接关系到排污权的初始界定, 对排污权的交易效率是会造成影响的。

二、祖父制与拍卖制的文献述评

理论界对排污权初始分配方式的研究, 大多是对拍卖和袓父制 (根据公司的历史产量或是排污量来分配排污权的分配方式) 这两种方式的比较上来进行研究, 而在这两种分配方式中, 大多数学者更倾向于偏好采用拍卖这种分配方式。

祖父制 (Grandfathering) 是政府部门根据公司的产量或历史排污量, 亦或是政治上的需要而偏向一些团体来分配排污权的分配方式。袓父制的缺点很多, 如激励游说行动;行政成本高;寻租行为;由于按过去排污量来分配, 使得部分企业因为以前技术创新或是生产改进行为没有被考虑, 而产生的不公平;而且企业没有激励去创新;社会福利减少等等。所以, 在学术文献中, 几乎很少有偏向于选择袓父制的这种分配方式的。

但是, 有少数学者认为, 祖父制在一些情况下是可取的。Kling C L和Zhao J H (2000) 通过数学模型证明得出结论, 当市场上的公司数目较少时 (例如一些本地的污染) , 应该采用免费的分配方式 (袓父制) 。

排污权交易制度之所以被众多的当今经济学家所选择, 一个很重要的原因就是它能与不同的排污权初始分配方式相融合。虽然在学术研究中显示, 袓父制分配方式有许多缺点, 但在现实中的许多排污权交易实践中却采用了祖父制, 包括美国酸雨计划, 美国RECLAIM计划, 英国排污权交易计划等。在这些制度中, 对于新企业有时采用一些特殊规定:如拍卖 (例如美国酸雨计划) 或基于某些标准免费分配 (例如丹麦) 。这是因为在政治上其可操作性更强 (Stavins, 1997) ;这也是因为袓父制分配方式对于大公司更有利, 导致政策在制定过程中被管制公司对其施加政治影响所带来的一个直接结果 (Kehoane et al, 1998) 。

拍卖 (Auctions) 作为排污权交易的另一种可选择分配方式, 其优点比袓父制多。如拍卖可以将排污权分配到最需要它们的公司手中;使企业有更强的激励去创新;完善排污交易的二级交易市场;政府得到排污权租金而不是现存公司;减少分配过程中的政治争议;政府利用得到的收入减少税收扭曲;更好地分散成本等等 (如Peter cramton和Suzi Kerr, 2002) 。

而拍卖方式优点虽多, 但是也有其致命的缺点。拍卖没能在实践中被作为主要的分配方式, 其中很重要的原因就是它损害了现存利益团体的利益, 使其在政治上遇到很大的困难。大量学者也曾指出, 拍卖这种方式与财务实力相关, 每个公司所分配到的排污权不仅与本身财务实力相关, 还与其它公司的财务实力相关。另外, 由于拍卖是定期举行的, 它并不是经常举行的, 可能导致部分企业不能及时获得排Hanley et al (2007) 研究表明, 拍卖对公司的财政负担与排污税一样沉重。

三、小结

综上, 虽然最近几年初始排污权分配问题已经开始引起了经济学家和政治学家的关注, 但研究还处于起步阶段, 大部分现有研究仍然以袓父制与拍卖的简单对比为主, 且以定性研究为主, 很少用实证分析来研究这两种分配分式的具体特点。理论研究绝大部分是支持采用拍卖方式的, 但在现实中, 很少单独采用拍卖方式的, 而是以袓父制为主拍卖为辅的方式来进行初始排污权分配的 (如美国“酸雨计划”, EU ETS等) , 所以目前更急需是对现在进行的分配方式的改良研究, 特别是对袓父制的改良。而对分配方式进行改良或者创新的研究并不多见。

参考文献

[1]、Coase R H.The problem of social cost.Journal of Law and Economics, 1960, 3 (1) :1-44.1、Coase R H.The problem of social cost.Journal of Law and Economics, 1960, 3 (1) :1-44.

[2]、Arrow, K.J.and Debreu., G.1954.Existence of an Equilibrium for a Competi-tive Economy.Econometrica.Vol.22, pp.265-290.2、Arrow, K.J.and Debreu., G.1954.Existence of an Equilibrium for a Competi-tive Economy.Econometrica.Vol.22, pp.265-290.

[3]、Kling C L, Zhao J H.On the long-run efficiency of auctioned vs.free permit.Economics Letters, 2000, 69 (2) :235-238.3、Kling C L, Zhao J H.On the long-run efficiency of auctioned vs.free permit.Economics Letters, 2000, 69 (2) :235-238.

[4]、Stavins, R.N., 1997.What can we learnf romt heg randp olicyexperiment?P ositive and normative lessons from SO2allowance trading.Journal of Economic Perspectives12 (3) , 69-884、Stavins, R.N., 1997.What can we learnf romt heg randp olicyexperiment?P ositive and normative lessons from SO2allowance trading.Journal of Economic Perspectives12 (3) , 69-88

[5]、Kehoane, N., R.Revesz and R.Stavins (1998) , 'The Positive Political Economy of Instrument Choice in Environmental Policy', in P.Portney and R.Schwabeds., Envi-ronmentalE conomicsa ndP ublicP olicy, L ondon:Edward Elgar.5、Kehoane, N., R.Revesz and R.Stavins (1998) , 'The Positive Political Economy of Instrument Choice in Environmental Policy', in P.Portney and R.Schwabeds., Envi-ronmentalE conomicsa ndP ublicP olicy, L ondon:Edward Elgar.

[6]、Cramton P, Kerr S.Tradable carbon permit auctions:how and why to auctionnot grandfather.Energy Policy, 2002, 30 (4) :333-345.6、Cramton P, Kerr S.Tradable carbon permit auctions:how and why to auctionnot grandfather.Energy Policy, 2002, 30 (4) :333-345.

排污权交易制度研究 篇5

排污权交易制度研究

控制污染的必要措施是逐步推行污染物排放总量控制和排污许可证制度,在遵循市场规律下,实现排污权交易制度.本文将从排污权交易的提出,我国污染现状,排污权交易制度的可行性等着手提出对排污权交易制度的设想.

作 者：张戈跃 Zhang Geyue 作者单位：南宁师范高等专科学校,政治与社会科学系,广西,龙州,532400刊 名：南宁师范高等专科学校学报英文刊名：JOURNAL OF NANNING TEACHERS COLLEGE年，卷(期)：23(1)分类号：F205关键词：排污权交易 总量控制 排污许可证

论排污权的性质 篇6

关键词：排污权； 环境容量使用权； 特别法上的物权

中图分类号：D922.68 文献标志码：Ａ

排污权这一概念在世界上首先是由加拿大多伦多大学经济学教授约翰·戴尔斯于1968年在其著作中提出的。其主要思想是如果允许企业在一定限度内合法的排放污染物，并建立一个可进行交易的市场，企业就会发现，只要它们有效地减少了污染，它们就能同那些污染排放较多的企业进行交易从而获得资金。排污权交易在美国已经取得了巨大成功，我国正在对其进行实验。构建排污权交易的前提是要明确排污权的性质。在法律上，“排污权”成立的实质就在于污染物的排放是对环境容量资源的使用，排污权在《物权法》上的实现就是将其构造为“环境容量使用权”，使污染者的排污行为和交易行为获得正当性和合法性。

一、排污权的客体—“环境容量”的物化

权利义务必有其主体，也必须有其客体。“主体非人莫属，客体则依权利之种类而不同。”[1]排污权应成为《物权法》上的环境容量使用权，而物权的客体就是“物”。排污权的客体—环境容量的“物化”就是使环境容量使用权成立的必要前提和核心要求。

环境容量是在保证人类的生存和自然生态平衡不受到危害的前提下，某一区域自然环境和环境要素能够容纳的人为破坏或污染物的最大负荷量或承受量。环境容量若成为物权的客体，则必然需要符合物权对其客体—“物”的基本要求。在物权法中，作为物权客体的物，必须是存在于人身之外、能够为人力所支配，并且能够满足人类某种需要的物体。物权的客体主要是有体物，而且还必须是独立物、特定物。[2]环境容量作为一种自然资源显然存在于人身之外，不具有任何人身依附性；环境容量资源能够对人类排出的污染物进行净化，是经济活动正常进行的必要条件，满足了人类生产、生活的需要。因此，环境容量能否为人力所支配以及是否为有体物、独立物、特定物就成为了其实现“物”化的关键。

（一）环境容量物化的必然性—生态价值的发现[3]

环境容量需要获得物权法上客体的地位是现代社会才会有的现象，这是历史长期发展的必然结果。当今大陆法系国家的民法典无不根植于几千年前的罗马法。罗马法对物的概念作出了明确的规定，将其限定为一切人力可以支配、对人有用，并能构成人们财产组成部分的事物。[4]自罗马法以降，各国民法对于物的概念性规定仍没有脱离其应具有财产价值的限制。究其原因，主要在于法律上的概念界定乃出于客体对于主体的价值意义，这种价值也就是客体对于主体需要的满足程度。在人类社会发展的漫长年代里，人类中心主义价值观宣扬人是宇宙的主宰，人定胜天，人类生存和发展的终极意义就是不断获得财富，追求自身利益最大化。这种观念表现在物权法中，就是物权法上的物并不是物理学意义上的物，只有能满足主体需要，能为主体创造物质财富具有经济价值的物才有必要纳入其中。自然的，对于人类而言，既然获得权利的目的只能是为了取得一定的经济利益，那么只有他能实际控制、支配、并能感知的物才能够为其占有、使用并进行交易，从而获取利益，满足他的生存需要。至于那些不能为其所支配、所控制的物是与他的利益无关的东西，不能实现人所需要的增加经济利益的特定目的，因而当然不能成为物权法上的物。所以尽管每个人生存都实际需要空气、水等物质性的资源，但因为它们不能为某个人所独占、所支配，更不能为某人带来直接的经济利益，不能为某个人的生存增进福利，所以它们不能进入物权法的视野。

但是，人的需求是会发生变化的，随着人类生产与生态环境的矛盾日益突出，自然资源的生态价值开始为人类所认识。人类的追求不再是单纯的物质财富的增加，而是转向实现可持续性的生存和繁衍。自然资源蕴涵的生态价值，如森林对空气的净化、水流对物质循环的促进等也满足了人类生存和发展的需要，具有生态价值的物必然要走入物权法的世界。也就是说，现代社会的物既有生态价值也有经济价值，人类在追求自身利益最大化的过程中仍然要以对物的实际占有、支配为取得利益的手段。但是，由于物的生态价值的凸显，人类已经意识到如果对其占有、支配的物不加限制的使用，不仅他的经济利益将不可能实现，而且他的生存将直接受到威胁，此时，他必须将物的生态功能纳入考虑的范畴。这样，生态的属性就纳入了物的概念之中。

（二）环境容量物化的可行性

1、对物的可支配性、特定性、独立性的再认识

物权法要求物必须为人力所能支配，须具有特定性和独立性，否则就不能成为物权法中的物。[5]

诚然，生态环境作为一个整体，确实是人类所不能支配的，人类也是生态环境的组成部分而不是它的主宰。但是，生态环境的某种功能则能被人类认识和支配。环境容量的功能在于能够对污染物进行净化，这种能力具有有限性。环境容量的量化确定在现代科技水平下已经成为可能。在此基础之上，只要根据一定的时空标准将环境容量划分为具体的份额，使之进入市场进行交易并产生价格，那么它就获得了相对的可支配性。尽管目前国际上还没有关于生态价值的成熟的定价方法，但可以用一些替代方法来进行计算。对环境的生态价值V可通过分析环境所具有的各种功能，然后运用一定的环境经济学方法（替代市场法、影子工程法、机会成本法和模糊数学法等），确定各功能的生态价值V1，再对它们进行综合而得到。[6]

至于物所具有的特定性和独立性，这主要是一个观念上的问题。针对这个问题，有学者从物权理论发展的角度提出了一些颇有创见的理论主张，认为应该“反思客体一律自物权设定之时就必须具备特定性的僵硬模式，承认支配力及其内容的不同对客体何时具备特定性的要求并非一致，还应反思特定性等同于同一性的结论，承认客体特定性的含义和表现形式在不同类型的物权中不尽相同。”该学说指出对客体的特定性在一定程度上可以弹性把握，同时还指出：“之所以如此宽泛地解释客体的特定性，是因为物权客体的特定性并非物权的初始要求，它来自于物权人支配客体的需要，更终极地说来自于现实物权目的的需要。所以，界定物权客体的特定性，主要地应从支配客体的要求与物权实现需要的方面着眼，同时要兼顾登记等公示的技术要求。”[7]对环境容量而言，其物权化的目的在于限制人类对其进行超限量的使用。环境容量的可支配性体现在对其份额交易时价格的产生。相应地，环境容量的特定化也可以借助特定的空间、时间等多种标准，如水体排污权、大气排污权就可以特定空间或期限为标准实现权利客体的特定化。[8]这种特定化只要求在交易时确定，具体表现在每次交易的环境容量都有数量上的限定。

至于独立性，则更是一个观念的问题。“依据传统的民法观念，物必须具有物理上的独立性，才能成为独立物。物理上的独立性是指物必须在现实形态上与其他物相区分并为主体所占有和控制。然而，随着社会的发展，独立物的概念正在发生变化，一个物具有物理上的独立性，固然可以作为独立物而存在，但即便其不具有物理上的独立性，也可以依据交易上的观念和法律规定作为标准来确定某物是否具有独立性。”[9]环境容量作为自然资源具有整体性和不可分性，但在交易过程中可以对其净化功能进行量化计算并划分为不同的份额，然后借助法律的规定，将量化的份额通过凭证加以公示，就使其具有了独立性。

在我国目前，对环境容量的使用是通过排污许可证来表现的，排污许可证明确标示出了对于污染数量的限制，实际上，排污许可证就是物权凭证。通过这种方式，当然就比较好的解决了物的可支配性、特定性、独立性的问题。[10]

2、无体物可以成为物权客体

物权的客体主要是有体物。环境容量作为一种生态功能是无体物，但其可以成为物权的客体。无体物渊源于古罗马法，盖尤斯在《法学阶梯中》将物划分为“有体物”和“无体物”。他认为，有体物是可以触摸的物品，如土地、衣服、金银；无体物则是不能触摸的物品，它们体现为某种权利，如继承权、债权和用益权等。[11]也就是说，罗马法创造了“物”的概念后，为了使人们易于理解和接受无体物，法律便将无形的权利拟制为物。这种做法出现的主要原因有二：一是在罗马社会的法制发展进程中，形成了一种以“物”为中心的法律思维模式。这使得罗马私法关系和法律制度都围绕着“物”的概念和构造而展开。只有将不可感知和触摸的无体物拟制为物，才能在立法技术上使立法者和法学家接受。二是在古罗马时期，由于时代的局限性，光、热、电乃至环境容量等物理上的无体物尚未与其生活发生实际联系，古罗马人无法认识到它们的价值，自然也就不会产生将其纳入权利客体的需要。[12]对于无体物的历史考察，可以给我们提供一个鲜明的历史逻辑：自罗马法以来，物权法的核心“物”的概念一直就是承认法律的拟制使其能适应法律体系的要求。这种对“物”的概念采取扩张解释的做法在现代社会也一以贯之。大陆法系的国家代表—德国，也承认“物权概念的有限性”。在德国物权法中，将权利质权和权利用益权的客体视为权利，而与其他典型的物权的客体“物”相区别，这样在理论上就产生了一个矛盾，即物权“是对有体物的支配权”这一判断难以适用上述权利质权和权利用益权。[13]此外，当古罗马人所不曾意识到的光、热、电等具有物理意义的无体物进入现代社会需要法律给予保护时，德国民法学者也开创性的将其作为“有体物的延伸”而自然而然的纳入现有物权法体系。

由以上对无体物的历史和现实考察可以看出，无体物成为物权的客体向来是物权法的理性选择。物权法对物权客体的遴选取决于该客体对人类的价值和人类对该客体的认识程度。只要客体对人类具有经济价值并具备了一定的可支配性、独立性和特定性，立法者并不会受制于既有法律体系的束缚，总会创造性的进行立法技术上的拟制使客体“物化”以满足人类的需要。在我们已经充分认识到环境容量的生态价值以后，我们便不难看到：环境容量不是以有体形式表现的经济价值，而是以无体形式表现为生态价值并为人类提供功能服务。具体而言，环境容量表现为接纳环境污染物的能力、环境自净能力，这种生态价值也可以通过一定的手段经济价值化，从而为环境容量成为物权的客体铺平道路。[14] 环境容量通过法律拟制成为物权客体在技术上也具有现实可行性。因为无体物对利益的界定较所有权作用范围更广，所有权仅仅在有体物范围内具有可操作性，而无体物则对于无形的利益空间可进行人为界定。这表现为无体物日益具有严格的法定性，它不是基于物的自然占有而是由法律赋予的一种对物的支配性权利，是由立法者人为界定的一个无形的利益边界。[15]权利客体的无体性并不意味着有关物的所有权利最终只能归于一人，只要每个人拥有互不重合的不同的权利，多个人仍然可以同时对某一资源分别行使权利。对环境容量资源来说，尽管权利的客体都是同一区域的环境容量，在物理属性上浑然一体、不可分割，但环境容量在法律技术上可以分割为不同的份额，彼此之间并不冲突，各个权利主体可以独立的行使自己的权利。

二、排污权的法域归属

将环境容量界定为物权的客体—“物”，使得环境容量进入物权法的视野成为可能。进一步分析，排污行为的实质就是对环境容量的使用，由于环境容量具有稀缺性，为了平衡协调众多排污者的利益冲突，法律有必要确认排污的权利，并将其构造成为“环境容量使用权”。环境容量使用权就是环境利用人依法对其获得的环境容量资源份额进行使用和收益的权利。这里的使用表现为排污者通过排污行为利用环境容量资源满足自己生产的需要。这里的收益既包括排污者利用环境容量资源间接获得的生产收益，也包括排污者通过污染治理将节余的环境容量转让给他人获得的直接收益。

笔者认为，由于环境容量使用权的客体“环境容量”与《物权法》上典型物权的客体相比有一定的特殊性，在权利的取得上一般也要经过行政审批，①因此该权利的法域归属有别于典型物权。它以权利人对环境容量的使用和收益为权利内容，而不以担保债权的实现为目的，属于他物权；又因它与一般的用益物权在权利对象、行使方式、权利效力等诸方面存在着明显的不同，所以将其定性为特别法上的物权为宜。[16]所谓特别法上的物权或称特许物权，是公民、法人经过行政特别许可而享有的可以从事某种国有自然资源开发或作某种特定的利用的权利。[17]

特别法上的物权在根本属性上仍属于一种物权，因为“尽管特许物权需要经过行政审批才能产生，具有较强的行政色彩，但不能因为这一原因而否认这些权利可以成为物权。在我国，许多物权都以行政审批为其设立的前置程序，所以，是否经过行政审批不是能否作为物权存在的理由。”[18]除此以外，物权的基本属性在特别法上的物权身上也有相当体现。物权必须具有两个根本属性，支配性和对世性。至于排他性则因为“物权之排他与否，乃因对物直接支配所使然，故对物之直接支配，已足以说明此项特征，况属于支配权之权利均同具此项性质，故不以具有排他性为其定义之一部尚不生问题。”[19]

环境容量使用权具有一定的支配性。所谓支配性，一方面是指物权的权利人可以依据自己的意志直接依法占有、使用其物，任何人非经权利人的同意，不得侵害或加以干涉；另一方面，是指物权人对物可以以自己的意志独立进行支配，无须得到他人的同意。环境容量使用权人可以根据自己的意志使用其拥有的环境容量份额，其他人不得侵害、干涉，也无须他人的同意。但是，这种支配并不体现为直接占有，它是一种“观念支配”。其实质是强调物权可以通过观念支配和权利的相互交换实现物之价值并能享受到物之交换的利益。[20]对环境容量使用权来说，有限的环境容量资源可以通过人为的度量而划分成不同的份额，这种份额被记载在授予权利人的许可证中。许可证的记载既为权利人行使权利提供了保障，也确定了权利人的权利边界，还为交易的进行准备了必要条件。对物权的支配性作扩大性解释，是追求对物的利用效率的体现。在资源的利用效率成了物权法更重要的价值表现的时候，提高资源的利用效率，抽象合理法律理论就不再适用，它必须考虑每一个具体的法律关系，使每一个交易的场合都能够是最有效的利用资源。[21]环境容量使用权具有有限的对世性。所谓对世性，是指物权人的权利可以对抗一切不特定的义务人，除物权人以外，其他任何人都对物权人的权利负有不可侵害和妨害的义务。环境容量使用权作为私权为使用人享有后，法律自应保障其在许可的范围内有排污的自由，其他一切主体对此不得非法剥夺或加以侵害。但是，由于环境侵权不以行为非法作为构成要件，即使环境容量使用权人在许可范围之内排污也仍然要对可能产生的损害后果承担民事责任。其实，这也是当代社会对“所有权绝对”原则进行限制的体现。生态环境的保护涉及到全体社会成员的利益，环境损害的后果又具有不可确定性和不可逆性，法律因此对使用权人的权利加以限制是完全必要的。

值得注意的是，与我国民法学者对物权属性做出的概括有所不同。英美法学者认为，要想对财产权的含义作出完整性的描述是非常困难的，但是财产权都具有两个重要特征：“排他性和可让渡性。排他性是指决定谁在一个特定的方式下使用一种稀缺资源的权利。排他性的概念也包括所有者决定谁可能使用一种资源的权利。可让渡性是指将所有制再安排给其他的人的权利”。[22] “只有通过在社会成员间相互划分对特定资源使用的排他权，才会产生适当的激励……这一原则适用于任何有价值的资源……排他权的创设是资源有效率地使用的必要条件，但并非是充分条件：这种权利必须是可以转让的。”[23]“产权是以人们认为合适的办法控制和处理财产的权利。为了有效发挥产权的作用，产权必须具有排他性，可转让性、可分割性和永久性。”[24]英美法学者对于财产权应具有可转让性的强调突出了追求经济效率的精神，这一点颇值得我国《物权法》借鉴。物权法的一项重要价值就在于支持、保障与促进交易的顺利进行。“物权法通过确认各种具体的物权形态，并予以切实的保障从而为交易的顺利进行奠定了基础。”[25]物权只有具备了可转让性才能借助价格机制实现市场对资源的有效配置。物权的转让有助于实现物尽其用，保证了对资源使用的节约和高效。我国目前存在的特别法上的物权还普遍缺乏交易机制，这是一种不合理的低效率安排。停滞的自然资源产权只能依赖国家的消极保护，无法获得来自于权利人的主动保护和节约利用。对环境容量而言，一方面它是稀缺的资源，另一方面各个排污者治理污染物排放的成本并不相同。在这种情况下，允许环境容量使用权在多个排污者之间进行转让就既可以使治理污染成本低的一方获得超过治污成本的额外收入，也可以使治理污染成本高的一方节省了治污成本与购买环境容量使用权之间的开支。社会污染治理的总成本也就控制在了最低的水平上。环境容量使用权的界定已经为其交易提供了必要条件。

三、排污权在《物权法》上的实现

综上所述，笔者认为，归根到底将环境容量使用权纳入我国物权法体系之所以存在一定障碍，主要在于该权利的发源地美国所适用的法律体系较之大陆法系有相当差异。与大陆法系不同，英美法中的财产权包括众多的权利。除了由个人行使、由国家强制力加以保障之外，它们与其他的权利并无不同。它们可能是有条件的，也可能是绝对的，也可能具有一定期限，也可能是无期限的。有的具有明确的私人、个人性质；有的则十分模糊、不可触摸。这使得普通法具有一定灵活性，使它能够比大陆法系更容易地接受比较抽象的权利作为财产权的形式。[26]由此可见，英美法上的财产权具有极大的包容性，讲求实用，更注重从功能上而不是形态上构建权利类型。英美法的产权观念具有很多值得我国物权制度借鉴的优点：一是现实性，注重对现实财产关系的实际调整，而不是一味的学理演绎与抽象；二是灵活性，不固守既有理论和概念，而能不断适应社会发展；三是开放性，能够不断接纳新的权利客体、权利形态。[27]我国出台《物权法》不久，由各种具体的物权制度整合而成的物权体系仍然是学者研究的重点。在立足于民法传统的基础之上，充分借鉴英美法的开放精神，加强对特许物权的研究，具有重要的理论和实践意义。在物权体系设置的考量中，应充分顾及到体系设置的效率问题，要研究怎样的物权体系更有利于发挥物的利用效率，在物权体系中设置什么物权，都应立足于效率的提高。物权的一个重要经济功能就是有利于将外部性内在化。因此，效率提高的一个经济标准就是看物权能否为在它支配下的人们提供外部性较大内在化的激励。[28]环境容量使用权是一种新型物权，它通过使排污者对环境容量进行使用并获取收益实现污染后果内部化。这就需要在《物权法》上获得承认和保护，这也是物权法定原则的要求。

在立法体系中，环境容量使用权作为特别法上的物权应在《物权法》中作出规定，以明确权利的产生和归属。鉴于特别法上的物权与典型物权相比具有一定的特殊性，为了保持物权法体系的和谐，同时也为了避免重复，《物权法》只对其作出概括性的规定，明确概念与类型，从而表明这种权利可以适用《物权法》的基本规则。环境容量使用权的具体内容应在以后制定的环境法律法规中做出详细规定。在法律适用方面，按照特别法优先于普通法的规则，首先应当适用特别法的规定，在其没有规定时，才适用《物权法》。

① 我国目前环境容量使用权的表现形式是环境保护行政机关发放的排污许可证，具有较强的行政审批色彩.

参考文献:

[1] 梁慧星、陈华彬编著：《物权法》，法律出版社1997年版，第27页.

[2] 王利明：《物权法研究》，中国人民大学出版社2002年版，第26～29页。此种观点亦为其他民法学者所采，如梁慧星、陈华彬，可参见其编著的《物权法》，法律出版社1997年版，第27～29页.

[3] 吕忠梅：“论环境物权”，载中国人民大学《民商法评论》第2卷.

[4] 周 ：《罗马法原论》，商务印书馆1994年版，第298页.

[5] 梁慧星、陈华彬：《物权法》，法律出版社1997年版，第27～32页.

[6] 杨卫、杨继：“生产力运行中的生态价值问题探析”，载《马克思主义与现实》2003年第3期.

[7] 崔建远主编：《我国物权立法难点问题研究》，清华大学出版社2005年版，第68～69页.

[8] 邓海峰、罗丽：“排污权制度论纲”，载《法律科学》2007年第6期.

[9] 王利明：《物权法研究》，中国人民大学出版社2002年版，第30页.

[10] 高利红：“物权法的环境保护功能：理念与模式”，载《法学》2003年第9期.

[11] [古罗马]盖尤斯：《法学阶梯》，黄风译，中国政法大学出版社1996年版，第82页.

[12] 邓海峰：“排污权的法域定位与民法财产权结构之完善”，载《2004年中国法学会环境资源法学研究会年会论文集》.

[13] 孙宪忠:《德国当代物权法》，法律出版社1997年版，第20页.

[14] 吕忠梅：“论环境物权”，载中国人民大学《民商法评论》第2卷.

[15] 马俊驹、梅夏英：“无形财产的理论和立法问题”，载“中国民商法律网”，http://www.civillaw.com.cn/.

[16] 邓海峰：“环境容量的准物权化及其权利构成”，载《中国法学》2005年第4期.

[17] 王利明：《物权法研究》，中国人民大学出版社2002年版，第610页。特别法上的物权也可以称为“准物权”，前者侧重于权利的规定形式，后者侧重于权利的取得方式.

[18] 王利明主编：《中国民法典草案建议稿及说明》，中国法制出版社2005年版，第423页.

[19] 谢在全：《民法物权论》，修订版，第17页，台北，自版，1995。转引自王利明：《物权法研究》，中国人民大学出版社2002年版，第6页.

[20] [27] [28]周林彬、李胜兰：“物权新论—一种法与经济学分析的思路”，载《湘潭大学社会科学学报》2000年第6期.

[21] 李国强：“物权法的环境观”，载吕忠梅、徐祥民主编：《环境资源法论丛》第4卷，法律出版社2004年版，第15页.

[22] [美]H.登姆塞茨：“一个研究所有制的框架”，载R.科斯等：《财产权利与制度变迁》，上海三联书店1994年版，第192页.

[23] [美]理查德·A·波斯纳：《法律的经济分析》，蒋兆康译，中国大百科全书出版社1997年版，第40～41页.

[24] [美]詹姆斯.A.道、史迪夫..H.汉科、[英]阿兰.A.瓦尔特斯编著：《发展经济学的革命》，黄祖辉、蒋文华主译，上海三联书店、上海人民出版社2000年版，第128页。产权在英文中是property rights，直译即为财产权，因此产权就是财产权。由于“产权”一词是我国经济学界在研究西方产权经济学时引进的一个概念，并开始为法学界所关注；又由于产权一词是西方经济学尤其是英美经济学家在研究财产法律制度时经常使用的概念，因此在他们的著述中使用的产权指的是英美法系的财产权。之所以在我国出现产权和财产权共同使用的情况，只是翻译和使用习惯不同而已。英美法中没有物权的概念，产权所包括的“完备的产权”相当于大陆法中的所有权；“不完备的产权”则类似于大陆法中的他物权。详见周林彬、李胜兰：“物权新论—一种法与经济学分析的思路”，载《湘潭大学社会科学学报》2000年第6期.

[25] 王利明：《物权法研究》，中国人民大学出版社2002年版，第63页.

[26] [英]彼得·斯坦、约翰·香德：《西方社会的法律价值》，王献平译，中国法制出版社2004年版，第308页.

排污权分配 篇7

1 我国排污权初始分配模式的现状

排污权初始分配是指政府在制定排污总量的基础上, 将特定区域的环境容量的使用权进行分解, 并记载在排污许可证上, 再分配给排污申请者。由于排污权初始分配既关系到排污申请者的经济利益, 也决定了环境容量资源的配置效率, 因此, 排污权初始分配是否具有效率而且能兼顾公平就显得尤为重要。

1.1 免费分配模式

在这种模式下, 排污权管理部门按照一定的标准将排放总量指标分发到当地的企业, 企业不需要为此支付任何费用。免费分配模式的分配规则主要有两种。第一种是依据企业现实的产量水平或排污量来分配。管理部门按照预计的产量水平和总量指标, 先计算出单位产量的允许排污量, 然后再计算出一年内各企业的配额数量 (单位产量的允许排污量与产量的乘积) 。如果企业的配额有多余的, 则可将配额出售;如果企业配额不足, 则必须购买配额或者采取必要的治理措施。第二种是跟据历史产量或排污水平来分配, 即管理部门在总量控制指标下, 根据现有企业一年的产量或排污量进行分配。长期以来, 我国在大部分地区实行的是排污权免费分配模式, 是由于受到不合理的产业结构、粗放型经济增长方式和较低技术水平等因素的影响。

1.2 有偿分配模式

在这种模式下, 排污权管理部门将一定数量的排污权以一定的价格卖给排污企业。有偿分配模式按照定价方式的不同可以分为定价出售和拍卖两种。

1.2.1 定价出售

以这种方式来确定排污权的价格, 排污权管理部门不需要确定初始的分配比例。由于排污权管理部门无法准确获得排污权供求信息, 因此也无法确定合适的排污权价格。如果排污权初始售价过高, 会增加企业的治污成本, 初始价格过低则失去了价格信号指导企业生产的意义。因此, 定价出售这种分配方式在发达的市场经济国家很少被采用。

1.2.2 拍卖

排污权拍卖即将排污许可证出售给出价最高的企业。与免费分配模式相比, 尽管拍卖会增加企业的治污成本, 但是通过拍卖产生的价格可以为排污权市场参与者提供价格信号, 具有更高的配置效率。拍卖的方式主要有荷兰式拍卖、英国式拍卖、一级密封价格拍卖和二级密封价格拍卖等。在这些拍卖方式中最常用的是一级密封价格拍卖, 即所有投标人同时将自己的出价交给拍卖人, 出价最高的投标人按其出价支付后获得排污权。投标人越多, 排污权管理部门能得到的价格就越高。二级密封价格拍, 报价最高的投标人获得排污权, 但实施价格是次高报价。和一级密封价格拍卖相比, 这种拍卖方式使得部分收益为投标人获得, 可以有效地提高企业参与拍卖的积极性。

2 我国排污权初始分配模式的激励效应

2.1 免费分配模式的激励效应

在免费分配模式下, 企业不需要支付任何费用, 排污权管理部门通过行政审批免费分配给企业排污权, 无偿地为企业增加了一笔资产, 因而容易被接受并且易于推广。另一方面, 许多排污企业也为社会福利做出了一定贡献, 所以免费分配其排污权也具有一定的合理性。然而这种免费分配模式忽视了作为公共所有的稀缺资源——环境容量资源的财产价值, 与市场经济的基本原则不符。企业免费分配到排污权就意味着免费取得了财富, 从长期来看, 这种免费分配模式会降低企业的生产能力, 妨碍公平竞争。排污许可指标免费分配给现有企业之后, 新加入的企业只能在排污权交易市场向无偿获分配到排污许可的企业购买排污指标, 会造成新老企业之间的不公平。企业由于不能了解排污许可指标分配的依据容易滋生权力寻租问题、排污乱收费等违法行为。

2.2 有偿分配模式的激励效应

2.2.1 定价

出售首先, 这种模式无法有效地对排污企业进行激励。排污权管理部门由于无法掌握准确的市场信息而无法确定合理的价格。排污权价格过高会导致排污成本高于企业的承受能力, 妨碍经济发展;过低也则不能有效地对企业进行减排的激励。其次, 以政府为主导的定价过程过于主观, 会产生相关部门垄断价格的行为。

2.2.2 拍卖

这种模式会增加企业成本, 但正好有效地对排污企业进行激励。首先, 拍卖遵循市场化原则, 提高可以排污权分配的效率。其次, 排污权价格的产生为所有排污企业提供了价格信号, 也为排污权二级市场交易提供了参考价格。再次, 拍卖为每个企业提供了公平地参与排污权初始配置过程的机会。最后, 国家通过这种方式获得收入后可以为治污提供资金支持, 社会效益大大提高。

3 优化我国排污权初始分配模式的对策

综上所述, 我国应当在借鉴国外经验的基础上立足本国国情, 采取以有偿分配模式为主, 免费分配模式为辅的综合模式, 针对不同的企业采取拍卖、定价出售和免费分配三种方式。拍卖作为主要分配模式适用于一般的企业, 定价出售和免费分配模式作为辅助方式, 适用于关系到公共利益的医院、企业、事业单位。排污权管理部门要制定相关的奖惩措施来促进初始分配的顺利进行, 从而建立起公平高效的排污权初始分配模式。在以拍卖方式进行排污权初始分配的过程中, 我国应进行必要的改革。首先, 我国应当按照环境要素范围, 建立一个独立的区域环境管理机关, 而不是行政区域的环境部门作为排污许可指标初始分配的部门, 这样就不会造成河流、湖泊等自然环境生态系统的人为分割, 有利于合理确定排污许可指标和排污权初始分配的范围, 不会导致发生环境边界纠纷。其次, 竞拍者不能局限于实际需要排污的企业, 竞拍者也可以是公众和民间环保组织。后者可以通过购买排污许可指标的方式参与地区环境质量目标的确定, 有效地减少环境污染的程度。当然, 我国在实行以有偿分配模式为主的综合分配模式的初期, 会遇到各种障碍, 但一旦这种综合的排污权初始分配模式得以建立并实施, 就会实现在经济和环保事业两方面双赢的目标。

参考文献

[1]陈杰.论环境保护的制度激励[J].中国环保产业, 2004, (2) .

[2]张东方.排污权初始免费分配与有偿分配的比例研究[J].安徽农业科学, 2009, (10) .

排污权分配 篇8

在1977年, 美国颁布了《空气清洁法案》, 该法案的通过, 标志着排污权交易制度的诞生。几十年来, 排污权交易制度作为一项环境保护措施, 在世界各国得到广泛应用, 实施排污权交易制度, 首先要解决排污权初始分配问题。目前, 解决该问题主要有:免费分配, 公开拍卖以及标价出售三种方式, 其中以免费分配方式为主, 免费分配方式的可操作性较强, 如何免费分配则成为首要解决的问题。国内外学者对该问题已作了部分研究。Coase认为只要交易成本为零, 无论排污权初始如何分配, 通过市场交易总可以达到最优配置 (Coase, 1960) , Hahn认为假定市场存在一个具有市场势力的排污厂商, 只有在该厂商获得的排污权数量等于竞争环境中拥有的数量, 污染削减成本才能最小化 (Hahn, 1984) , Westskog把Hahn的模型从一个市场势力厂商扩大到多个, 并得到了同样的结论 (Westskog, 1996) 。李寿德等建立了一个以经济最优为主要目标, 公平分配与生产连续性为次要目标的初始排污权分配的一个多目标决策模型 (李寿德, 2003) , 赵文会等在效用函数不可微条件下, 兼顾经济最优和公平等因素, 构建了初始排污权分配的极大极小模型 (赵文会, 2007) 。

信息不完全在排污权交易市场普遍存在, 初始排污权分配政策的制定具有不确定结果的, 且具有大量游说过程, 从而使交易成本过大。完全竞争市场, 尤其针对排污权的完全竞争市场, 严格意义来说是不存在的, 因而, 基于不完全竞争市场初始排污权分配的研究, 更具有一般性, 本文试图对不完全竞争市场排污权初始分配进行研究, 建立以成本效率为目标的排污权初始免费分配模型。

2. 基本模型

成本效率是指政府通过排污权初始分配, 使厂商的成本最小化, 这里的成本是指污染治理成本与购买排污权所花费的成本的总和。在Hahn的研究基础上, Egteren和weber进一步研究了存在市场势力的情况下, 厂商行为的协调性, 并指出如果边际协调成本 (这个成本是指购买排污权来代替增加的排污单位的成本) 比欺骗的边际罚金要高的话, 厂商将会采取欺骗行为 (Van Egteren H, 1996) 。

假设1:污染控制区内的所有排污厂商边际协调成本小于欺骗的边际罚金。

假设2:不具有市场势力的n个厂商是完全竞争的。

假设3:Ci (Ri) 为关于自变量Ri的污染削减成本函数, Ti (Ri) 为关于自变量Ri的交易成本函数, Ri为污染削减量, Ci (Ri) 为严增、严凸函数, 即:Ci' (Ri) >0, Ci'' (Ri) >0, 厂商i免费分得的排污权数量为xi。

基于成本效率模式下, 可以把排污权初始分配分为两个部分进行, 对具有市场势力的厂商i (i=1, 2, …, c, …, m) 进行分配和对不具有市场势力的厂商j (j=1, 2, …, d, …, n) 进行分配。

2.1 对不具有市场势力的厂商j的分配

基于假定2, 厂商j (j=1, 2, …, d, …, n) 是完全竞争的, 都是价格接受者, 政府在排污权初始分配中, 使得厂商j的成本最小化, 即:Min{cj (Rj) +Tj (Rj) +P[ (Qj-Rj) -xj]}

Qj为厂商j无限制时代污染排放量, P为排污权交易的均衡价格, 显然由此式可得到P=C'j (Rj) , 即:完全竞争条件下, 排污权的均衡价格等于边际削减成本。均衡价格P由环境容量Q*与边际削减成本Cj' (Rj) 决定, 与排污权初始分配无关。

对不具有市场势力的厂商j, 排污权初始免费分配可由下面的模型表示:

该模型可由数学方法求出其解x1, 不妨设x1= (x11', x12'…, x1d', …, x1n')

2.2 对具有市场势力的厂商i的分配

与2.1不同, 厂商i (i=1, 2, …, c, …, m) 之间不是完全竞争的, 它们对排污权均衡价格有一定的影响。政府在排污权初始分配中, 使厂商i的成本最小化, 即:

Min{ci (Ri) +Ti (Ri) +P[ (Qi-Ri) -xi]}

显然有

因此, 对具有市场势力的厂商i, 排污权初始分配可由下面的模型表示 (Pratlong, Florent et al, 2004) :

其中RF为不具有市场势力的所有厂商的污染削减总量, QF为不具有市场势力的所有厂商无限制时的污染排放总量。同样可解出满足该模型的一个解X2, 不妨设

X2= (x'21, x'22…, x'2c, …, x'2m)

从上面的分析可以看出, 基于成本效率的排污权初始免费分配模型由两个模型组成, 可以得到整个污染控制区的排污权初始分配结果X= (x'11, x12', …, x'1d, …, x'1n, x'21, x'22, …, x'2c, …, x'2m)

3. 结论

本文分析了关于排污权不完全竞争市场的特征, 为了使有限的环境资源得到有效的利用, 本文基于成本效率建立了排污权初始分配模型。当政府倾向于使本地区排污厂商成本最小化, 从而使排污权厂商积极参与, 采用基于成本效率的分配模型更加适用。

参考文献

[1]Coase R H.The problem of social cost[J].Journal of Law and Economics, 1960, 3 (1) :1-44.

[2]Hahn R W.Market power and transterable property rights[J].Quarterly Journal of Economics1984, 99 (10) :753-765.

[3]Westskog H.Market power in a system of tradable CO2quotas[J].Energy Joural, 1996, 17:85-103.

[4]Van Egteren H.Weber M.Marketable permits, market power, and cheating[J].Journal of Environmental Economics and Management.1996, (30) :161-173.

[5]Pratlong, Florent et al.“Hot Air”and Market Power in International Emission Trading[J].UniversitéPanthéon-Sorbonne (Paris1) in its series, Cahiers de la Maison des Sciences Economiques.2004, (74) .

[6]Van Egteren H.Weber M.Marketable permits, market power, and cheating[J].Journal of Environmental Economics and Management.1996, (30) :161-173.

[7]李寿德, 黄桐城.初始排污权分配的一个多目标决策模型[J].中国管理科学, 2003, (6) .

排污权分配 篇9

随着国内外自然环境的日益恶化, 如何有效控制和治理污染成为国内外学者普遍关注的话题。Montgomery[1]的研究认为, 排污权市场交易是控制污染的一项有效经济手段, 它兼有保证环境质量和有效控制成本的优点。但排污权交易市场建立的一个重要的前提就是对各厂商进行初始排污权的合理分配, 然后在此基础上, 管制机构设置相关机制, 建立交易平台, 引导各厂商按照各自的能力和需求在此平台下进行排污权公平交易, 从而有效降低污染物的排放。正因为如此, 初始排污权的分配问题吸引了国内外学者的广泛关注。有多种方法可以将给定的污染权总量在各厂商之间进行合理的初始分配。Weber[2]运用具有水质约束条件的离散最优化方法和博弈论方法对处于流域不同位置的用水主体的水权和排污权的联合分配问题进行了研究, 结果表明:由于累积效应的影响, 流域某用水主体的水权和污染权的影子价值取决于其在流域所处的位置;水权和排污权交易市场博弈的Nash均衡将自动执行离散最优化模型的最优解, 同时水权和排污权交易市场支持能够体现流域用水主体位置特征的消费性水权和排污权价格体系。Cramton和Kerr[3]基于拍卖机制探讨了初始碳污染权的分配问题, 指出与利用追溯方式, 即根据厂商的历史产出数据或排污量数据对其进行初始排污权的分配方式相比, 拍卖分配方式具有减少税收扭曲、为厂商提供更大的创新激励以及减少初始排污权分配过程中产生的政治争议等优点。Mackenzie等[4]证明了在动态排污权交易市场的环境下, 利用追溯方式分配初始排污权不可能达到最优, 而仅仅在排污权交易系统相对封闭以及分配机制的选择范围相对狭窄的情况下, 利用追溯方式分配初始排污权才能达到最优。Dubey[5]基于一个双边匹配程序构建了初始排污权分配的拍卖模型, 刻画了能导致核心分配结果的一组稳定的匹配规则。最近, Park等[6]提出了初始排污权分配的玻尔兹曼分布方法, 并指出该方法具有简单性、多用途性、中立性以及无偏见性等优点。

在国内, 许多学者对初始排污权分配问题进行了深刻研究。考虑到初始排污权分配过程中涉及到的生产连续性、公平性以及利润最大化等原则, 李寿德和黄桐城[7]构建了一个初始排污权免费分配的多目标约束最优化模型, 并利用Kuhn-Tucker条件对该模型最优解的存在性以及性质进行了讨论。王先甲等[8]在考虑到环境容量约束的前提下提出了以计划方式和市场方式对初始排污权进行分配的构想, 构建了对应这两种分配方式的最优化模型, 对这两种方式下厂商购买排污权的行为特征、排污治污的行为特征以及配置效率进行了对比分析, 并在不存在交易成本的假设下证明了市场模式分配的结果可以实现计划模式分配的整体最优。最近, 王先甲等[9]对排污权交易市场的交易机制设计问题进行了研究, 在具有多个排污权卖方和买方的环境下设计了一个激励相容且能有效克服单边拍卖机制缺点的排污权双向拍卖机制。何梦舒[10]从金融工程的视角对我国碳污染排放权的初始分配及定价机制问题进行了研究, 提出了利用期权方法分配碳污染的初始排放权, 在一系列假设条件下运用Black-Scholes期权定价模型对碳污染权初始分配的定价机制问题进行了研究。

综上可知, 目前国内外学者针对初始排污权分配问题的研究取得了丰富的成果, 但鲜见在排污权交易市场与存在博弈因素的异质型产品生产市场相关联的环境下, 对产品生产市场如何受排污权价格的影响问题以及初始排污权分配问题进行的研究, 仅见Sunnevg[11]在同质型产品市场和排污权交易市场相关联的环境下, 基于双寡古诺模型初步分析了厂商的均衡产出随排污权价格变动的规律, 并基于拍卖机制对初始排污权的分配问题进行了研究。受上述研究成果的启发, 本文拟在排污权交易市场与存在博弈因素的异质型产品生产市场相关联的环境下, 基于一个更具一般性的异质型寡头博弈模型对厂商的均衡产出和初始排污权的分配问题进行研究, 通过对模型的求解, 给出厂商的均衡产出和初始排污权表达式, 分析排污权价格对厂商均衡产出的影响规律, 揭示排污权交易市场与异质型产品生产市场之间的内在联系, 并基于标准升价拍卖机制刻画初始排污权的分配过程;最后, 通过算例验证模型结果的正确性。

2 异质型寡头博弈模型的基本描述

模型构建的整体考虑是在一个由n (n2) 个生产异质型产品且在生产过程中会排放污染物的寡头厂商所组成的行业内, 对该行业内的寡头厂商的产出和初始排污权进行分配。假定所有厂商污染物的排放量可以通过排污权交易市场进行调节;另外, 由于社会福利、公平性等因素, 不考虑在垄断市场的环境下构建模型。

令I={1, 2, …, n}为寡头厂商的集合, i∈I代表其中的某个厂商。尽管寡头市场是不完全竞争市场, 但产品市场的价格受供求关系影响的基本规律是不变的。基于此考虑, 假定寡头厂商的逆需求函数为如下的线性表达式[12]:

其中, qi为厂商i的产出, pi为厂商i生产的产品价格;参数A起到描述寡头市场规模的大小或者保留价格的作用。对于参数B和D, 假定0

假定任何厂商在生产过程中产生的污染量与其产出水平qi呈正线性相关关系, 相关系数 (也称致污率系数) 用δi表示, 即δi表示厂商i每生产单位数量的产品而产生的污染物数量。显然, δi可以用来描述厂商i的生产清洁度, δi越高, 代表厂商i的清洁度越差;相反, 则意味着厂商i的清洁度越高。由于厂商i可通过相关技术治理污染量或降低产量的方法达到降低污染物排放量的目的, 因此, 厂商i的最终污染物排放量表示如下:

其中di为厂商i的污染物削减率 (也称污染治理系数) 。由此可以看到, 通过式 (2) 可以建立产品生产市场与排污权交易市场之间的联系。不失一般性, 对任意的i∈I, 假设厂商i治理污染的成本为该厂商的污染物削减率与产量乘积的二次函数, 即:

其中σ和γ为技术参数 (σ>0, γ>0) 。由式 (3) 可得到:

上式说明了厂商i的治污成本函数是关于污染物削减率di和产出qi的非递减函数。

3 厂商的均衡产出

假定排污权交易市场的排污许可总量由管理机构外生决定。对任何i∈I, 设Ei为厂商需要从排污权交易市场购买的初始排污权。假定寡头厂商是产品市场价格和排污权价格的接受者, 且这些厂商都属于利润最大化型厂商 (或称为完全理性厂商) , 则对任意的i∈I, 厂商i的利润最大化问题变成如下优化问题:

其中Ei=δiqi-diqi, η为排污权价格。排污权交易市场的出清价格定义为当所有厂商所需的初始排污权总和达到排污许可总量时的排污权价格。需要说明的是, 为了考察排污权价格对厂商均衡产出的影响, 模型中的排污权价格η假定是可以连续变动的。当排污权价格η达到出清价格时, 将排污权价格记为η*。

在求解均衡产出之前, 为保证每个厂商的均衡产出为严格正, 对模型中的参数给出如下假设:

现将式 (3) 代入式 (5) , 运用优化问题的一阶条件可得如下关系式:

由于通常只考虑上述优化模型 (5) 的内点解 (即严格大于零的解) , 因此, 根据式 (7) 得到:

进一步利用优化模型 (5) 的一阶条件, 对任意的i∈I, 厂商i的产出达到内点均衡时满足如下条件:

由式 (9) 可知, 厂商i的反应函数为:

将所有厂商的反应函数相加, 容易推得均衡总产出为:

由假设 (1) 可知, 均衡总产出为严格正。由式 (11) 可求得均衡总产出Q关于n的导数如下:

由式 (12) 可知, 均衡总产出与寡头厂商的数量呈正相关关系, 即随着寡头厂商数量的上升, 均衡总产出将上升;随着寡头厂商数量的下降, 均衡总产出将下降。进一步利用式 (10) 和式 (11) , 对任意的i∈I, 可推得厂商i的均衡产出为:

由式 (13) , 得到如下两个命题:

命题1:在满足假设 (1) 和假设 (2) 的前提下, 对任意的i∈I, 厂商i的均衡产出严格大于零。

证明:由假设 (1) 和假设 (2) 可知:

因此, 由式 (13) 以及上面两个关系式可知, 对任意的i∈I, qi*>0, 即厂商i的均衡产出严格大于零。

命题2:任意两个不同厂商的均衡产出之间的比较关系由各自相对于其产出的边际总成本 (以下简称边际总成本) 唯一决定。具体来讲, 如果其中一个厂商的边际总成本不低于另一个厂商, 那么该厂商的均衡产出将不高于另一个厂商的均衡产出;如果其中一个厂商的边际总成本低于另一个厂商, 那么该厂商的均衡产出将高于另一个厂商的均衡产出。

证明:对任意两个不同的厂商i和厂商j (i∈I, j∈I, i≠j) , 由式 (13) 可得:

显然, 由式 (14) 和2B-D>0这一事实可知, qi-qj的符号唯一取决于 (cj+ηδj) - (ci+ηδi) 的符号。具体比较关系如下:

现在剩下的只需证明, 对任意的i∈I, ci+ηδi为厂商i的总边际成本。事实上, 厂商i的总成本Ci为关于其产出qi的函数, 具体表达式为:

由式 (17) 可以看到, 厂商i的总成本由生产总成本、购买排污权总成本、治理污染总成本所组成。厂商i的边际总成本即为Ci关于qi的导数。对Ci求关于qi的导数, 得到:

结合式 (2) 和式 (8) 进一步整理式 (18) , 得到:

因此, 由式 (19) 可知, ci+ηδi即为厂商i的边际总成本。

4 厂商的均衡产出与排污权价格的关系

由式 (11) 可知, 均衡总产出与排污权价格呈负线性相关关系, 即随着排污权价格的上升, 均衡总产出将下降;随着排污权价格的下降, 均衡总产出将上升。下面几个命题揭示了单个厂商的均衡产出随排污权价格变化的规律。

命题3:如果所有厂商的致污率系数相等, 那么每个厂商的均衡产出与排污权价格呈一致性负线性相关关系, 即随着排污权价格的上升, 每个厂商的均衡产出将以相同的幅度减少;相反, 随着排污权价格的下降, 每个厂商的均衡产出将以相同的幅度增加。

证明:由于所有厂商的致污率系数相等, 因此, 对任意的i∈I, 可令δi=δ。再由式 (13) 对qi*求关于排污权价格η的导数, 得到:

由式 (20) 可知, 命题3成立。

为方便进一步分析, 给出如下定义:

定义1:对任意的i∈I, 将称之为厂商i的相对致污率系数。

命题4:如果所有厂商的致污率系数不完全相等, 那么存在一个临界点, 使得那些相对致污率系数超过此临界点的厂商的均衡产出与排污权价格呈不一致性负线性相关关系, 即随着排污权价格的上升, 在这些厂商中, 相对致污率系数高的厂商的均衡产出下降幅度将严格大于相对致污率系数低的厂商;反过来, 随着排污权价格的下降, 相对致污率系数高的厂商的均衡产出上升幅度将严格大于相对致污率系数低的厂商。而对那些相对致污率系数低于此临界点的厂商而言, 分析结论正好相反。

证明:当厂商的致污率系数不完全相等时, 对任意的i∈I, 通过式 (13) 求qi*关于排污权价格η的导数, 得到:

而对于满足的厂商i, 由式 (21) 可知:

由式 (22) 可知, 那些相对致污率系数严格大于临界点的厂商的均衡产出与排污权价格呈负线性相关关系, 即随着排污权价格的上升, 这些厂商的均衡产出将下降;反过来, 随着排污权价格的下降, 这些厂商的均衡产出将上升。而那些相对致污率系数严格小于临界点的厂商的均衡产出与排污权价格呈正线性相关关系, 即随着排污权价格的上升, 这些厂商的均衡产出将上升;反过来, 随着排污权价格的下降, 这些厂商的均衡产出也将下降。

现在分两种情况考察厂商的均衡产出随排污权价格变动的幅度的不一致性:

第一, 对i∈I, j∈I, 厂商i和j的相对致污率系数严格大于临界点, 且厂商i的相对致污率系数严格大于厂商j的相对致污率系数, 即。由式 (22) 易得:

式 (24) 意味着, 随着排污权价格的上升, 相对致污率系数高的厂商i的均衡产出下降幅度将严格大于相对致污率系数低的厂商j的下降幅度;反过来, 随着排污权价格的下降, 相对致污率系数高的厂商i的均衡产出上升幅度同样将严格大于相对致污率系数低的厂商j的均衡产出上升幅度。

第二, 对i∈I, j∈I, 如果厂商i和j的相对致污率系数都严格小于临界点, 且厂商i的相对致污率系数严格大于厂商j的相对致污率系数, 即, 那么由式 (23) 得到:

由式 (25) 可知, 随着排污权价格的上升, 相对致污率系数高的厂商i的均衡产出上升幅度将严格小于相对致污率系数低的厂商j的上升幅度;反过来, 随着排污权价格的下降, 相对致污率系数高的厂商j的均衡产出下降幅度同样也将严格小于相对致污率系数低的厂商j的下降幅度。

在上述两种情况下, 图1可以反映厂商i和j的均衡产出随排污权价格的变化关系。当然, 这里所指的变化关系除了有厂商i和j的均衡产出随排污权价格的变化而变化的纯粹关系这层含义之外, 还有厂商的均衡产出随排污权价格变化而产生的变化幅度之间的比较关系。

在厂商的致污率系数不完全相等的条件下, 根据命题4中的临界点系数, 可以将厂商集合分成三大类:将那些相对致污率系数高于的厂商归类为污染型厂商, 将那些相对致污率系数等于的厂商归类为中间型厂商, 将那些相对致污率系数低于的厂商归类为清洁型厂商。这里需要补充说明一点的是, 在模型的假设条件下, 根据上述分类标准, 不可能出现所有厂商都为清洁型或中间型厂商这一情形;如果出现此情形, 那么得到如下关系式:

由上式容易推得, 而此式与假设矛盾。这一事实也不难理解, 因为根据前面的模型假定, 所有厂商都是利润导向型, 再加上“囚徒困境”的思维容易导致厂商为节约治污减排的成本而直接排污这一现象的出现, 因此, 如果不加以管制, 甚至可能出现所有厂商都为污染型厂商这一极端情形。例如, 按照上述划分标准, 符合命题3条件的所有厂商都属于污染型厂商, 事实上, 由命题3的条件可知, 所有厂商的相对致污率系数都相等且显然满足如下条件:

因此, 符合命题3条件的所有厂商都为污染型厂商。

命题4说明了排污权价格对污染型厂商和清洁型厂商的均衡产出具有不同的调节功能。当排污权价格上升时, 由于污染型厂商的降污减排能力相对较弱, 在生产过程中会产生较多的污染物, 从而导致用于降污减排和购买排污权的成本明显上升, 为了降低这部分成本、保证利润, 污染型厂商将会适当减少其产出, 且在这些污染型厂商中, 产污越是严重的厂商, 他们的均衡产出对排污权价格变动的敏感度越高。而对那些清洁型厂商而言, 当排污权价格上升时, 由于清洁型厂商的降污减排能力相对较强, 在生产过程中产生的污染物较少, 从而导致他们用于购买初始排污权的成本与污染型厂商相比, 明显要低, 为获得竞争优势, 这些清洁型厂商将会增加产出、扩大再生产。进一步, 由命题4可知, 在这些清洁型厂商中, 清洁程度越高的厂商的均衡产出对排污权价格变动的敏感度也越高。由式 (21) 可知, 相对致污率系数越是接近的厂商的均衡产出对排污权价格变动的敏感度越低。极端情形为排污权价格的变动对中间型厂商的均衡产出没有影响。

假定排除所有厂商都成为污染型厂商这一情形。下面的命题揭示了污染型厂商和清洁型厂商的均衡产出随排污权价格的变动幅度之间的关系。

命题5:当寡头市场只由一个清洁型厂商和一个污染型厂商组成时, 随着排污权价格的增加, 清洁型厂商的均衡产出上升幅度小于污染型厂商的均衡产出下降幅度, 整个市场的均衡总产出呈下降趋势。但对于由不低于3个厂商组成的寡头市场, 如果其中任意一个清洁型厂商和一个污染型厂商的相对致污率系数之和低于一个临界点时, 那么随着排污权价格的增加, 清洁型厂商的均衡产出上升幅度高于污染型厂商的均衡产出下降幅度, 但整个市场均衡总产出的综合表现仍为下降趋势。

证明:当n=2时, 由式 (21) 可知, 清洁型厂商1和污染型厂商2的均衡产出随排污权价格的变动幅度之差为:

式 (26) 说明了当排污权价格增加时, 清洁型厂商的均衡产出上升幅度小于污染型厂商的均衡产出下降幅度, 从而使得市场的均衡总产出呈下降趋势;当时, 由式 (21) 可知, 任意一个清洁型厂商i和一个污染型厂商j的均衡产出随排污权价格的变动幅度之差为:

由式 (27) 可知, 存在一个临界点, 使得当清洁型厂商i和污染型厂商j的相对致污率系数之和低于此临界点时, 随着排污权价格的增加, 清洁型厂商i的均衡产出上升幅度高于污染型厂商j的均衡产出下降幅度。但由式 (11) 可知, 随着排污权价格的增加, 均衡总产出仍为下降趋势。

命题5表明, 当市场只由一个清洁型厂商和一个污染型厂商组成 (n=2) 时, 随着排污权价格的增加, 产出在这两个厂商之间重新进行了分配, 产出由污染型厂商向清洁型厂商转移, 但由于清洁型厂商的均衡产出的上升幅度小于污染型厂商的均衡产出的下降幅度, 最终整个市场的均衡总产出呈现下降趋势。与n=2情形不同, 当时, 随着排污权价格的增加, 产出将以较大幅度向清洁度较高的厂商转移。但正如前述分析, 厂商都是完全理性的, 一般不会主动投入过高的成本进行降污减排, 因此, 要么高清洁度厂商的数量偏少, 要么不满足命题5的后半部分条件, 从而导致整个市场的均衡总产出仍将随着排污权价格的增加而下降这一现象出现。

5 厂商的初始排污权分配

根据上述分析, 在管制机构外生给定一个排污许可总量的条件下, 可以根据一定的市场规则在厂商之间进行初始排污权分配。由式 (2) 、 (8) 和 (13) 可知, 对任意的i∈I, 厂商i的初始排污权为:

式 (28) 可以看成是厂商i的初始排污权的需求函数。进一步, 由式 (28) 可求得Ei (η) 关于排污权价格η的导数如下:

合理选择模型中的参数使得Ei (η) 为关于排污权价格η的非递增函数。例如, 假设所有厂商都为污染型厂商且模型参数满足前述基本假设, 则由式 (29) 可知, Ei (η) 关于η的导数自然小于0, 即Ei (η) 为关于η的严格递减函数;如果厂商中既有清洁型厂商又有污染型厂商, 不妨假设前m个为清洁型厂商, 后n-m个为污染型厂商, 且参数γ满足如下条件:

那么由式 (29) 和 (30) 容易验证, 对任意的i∈I, Ei (η) 为关于η的非递增函数。

当寡头市场达到均衡状态时, 各厂商的相对于其绝对污染削减量的边际治污成本 (以下简称边际治污成本) 相等, 且厂商的边际治污成本都等于排污权价格。这一事实可结合式 (8) 从下面的公式看出:

因此, 由式 (28) 和 (31) 可知, 厂商的初始排污权需求量由其边际治污成本决定, 即初始排污权的需求曲线与厂商的边际治污成本曲线是一致的。

结合上述分析和图2, 阐述基于标准升价拍卖机制的初始排污权分配过程。为方便分析起见, 假设排污权交易市场由1个拍卖师和3个边际生产成本相同 (即c1=c2=c3) 且污染程度依次递增的污染型厂商1、厂商2、厂商3所组成。如图2所示, 厂商1、厂商2、厂商3的边际治污成本曲线分别为MAC1、MAC2、MAC3, 也即为这3个厂商的初始排污权需求曲线。排污权总需求曲线为MAC1+2+3。随着拍卖师逐渐提高排污权价格, 只要模型中的参数满足一定的条件, 这3个厂商均减少初始排污权的需求量。拍卖师每提出一个排污权价格η, 按照由式 (28) 确定的初始排污权需求曲线, 这3个厂商同时诚实展示各自所需的初始排污权, 直到排污权价格η与由排污权总需求曲线和排污许可总供给曲线的相交点处所确定的市场出清价格η*相一致。如图2所示, 此时这3个厂商获得的初始排污权分别为E1、E2和E3, 且满足。每个厂商购买初始排污权的支付额为市场出清价格η*乘以其所得的初始排污权。从初始排污权的最终分配结果可以看到, 这3个厂商的边际治污成本是相同的, 且都等于排污权交易市场的出清价格。因此, 采用标准升价拍卖机制分配初始排污权是有效的, 能够将由于垄断而造成的社会福利损失降到最低限度[11]。

6 算例分析

下面以3寡头厂商为例, 用如表1—表4所示的算例说明厂商的均衡产出和初始排污权分配结果, 验证前面的理论分析结论。假设A=1 000, B=0.27, D=0.25, 边际生产成本c1=c2=c3=189, 表1和表2对应的技术参数组合为σ=102, γ=0.8, 表3对应的技术参数组合为σ=150, γ=1.5, 表4对应的技术参数组合为σ=150, γ=0.8。经计算可知

由表1可以看到, 对于致污率系数相等的3个寡头厂商, 当排污权价格升高 (或降低) 时, 每个厂商的均衡产出将以相同的幅度减少 (或增加) , 这也从侧面验证了命题3的正确性。由表2可以看到, 对于致污率系数不等的3个寡头厂商, 经计算可知, 厂商1、厂商2、厂商3的相对致污率系数分别为ω1=0.27、ω2=0.33、ω3=0.4, 均大于, 因此, 这三个厂商都属于污染型厂商;进一步可以看到, 当排污权价格升高 (或降低) 时, 每个厂商的均衡产出将减少 (或增加) , 且污染程度越重的厂商的均衡产出的变动幅度也越大, 即对排污权价格变动的敏感度越高, 这也证明了命题4的部分结论成立。由表3可以看到, 厂商1、厂商2、厂商3的相对致污率系数分别为ω1=0.16、ω2=0.28、ω3=0.56, 由此可知, 厂商1属于清洁型厂商, 厂商2和厂商3属于污染型厂商, 且, 随着排污权价格的提升, 厂商1的均衡产量上升, 厂商2和厂商3的均衡产量下降, 厂商1的均衡产量的上升幅度比厂商2的均衡产量的下降幅度大, 厂商1的均衡产量的上升幅度比厂商2的均衡产量的下降幅度小, 厂商3的均衡产量对排污权价格变动的敏感度比厂商2高, 从而验证了命题4、命题5的结论以及前面的理论分析。由表4经计算可知, 厂商1、厂商2、厂商3的相对致污率系数分别为ω1=0.13、ω2=0.4、ω3=0.47, 因此, 厂商1属于清洁型厂商, 厂商2和厂商3属于污染型厂商, 且, 随着排污权价格的提升, 厂商1的均衡产量的上升幅度比厂商2和厂商3的均衡产量的下降幅度小, 这符合前面的理论分析结果。

7 结论和建议

在产品生产市场与排污权交易市场相互耦合的情形下构建了一个更具一般性和实用性的异质型寡头博弈模型, 并运用此模型对寡头厂商的均衡产出和初始排污权的分配问题进行了研究。通过对由各寡头厂商的反应函数所组成的线性方程组系统的求解, 给出了寡头厂商的均衡产出的解析表达式, 刻画了寡头厂商的均衡总产出随寡头厂商数量变化的规律以及寡头厂商的均衡总产出、各寡头厂商的均衡产出随排污权价格变化的规律, 在此基础上获得了寡头厂商的初始排污权表达式, 并基于标准升价拍卖机制分析了初始排污权的分配机理和过程, 最后, 通过算例验证了模型的正确性。研究结论表明:

(1) 寡头厂商的均衡总产出与寡头厂商的数量呈正相关关系, 即随着寡头厂商数量的上升, 寡头厂商的均衡总产出将上升;随着寡头厂商数量的下降, 寡头厂商的均衡总产出将下降。任意两个不同寡头厂商的均衡产出之间的比较关系由各自的边际总成本唯一决定。如果其中一个寡头厂商的边际总成本不低于另一个寡头厂商, 那么该寡头厂商的均衡产出将不高于另一个寡头厂商的均衡产出;如果其中一个寡头厂商的边际总成本低于另一个寡头厂商, 那么该寡头厂商的均衡产出将高于另一个寡头厂商的均衡产出。

(2) 寡头厂商的均衡总产出与排污权价格呈负相关关系, 即随着排污权价格的上升, 寡头厂商的均衡总产出将下降;随着排污权价格的下降, 寡头厂商的均衡总产出将上升。相比较而言, 单个寡头厂商的均衡产出随排污权价格变化的规律体现出一定的复杂性。当所有寡头厂商的致污率系数相等时, 各寡头厂商的均衡产出以相同的幅度与排污权价格呈反向变化关系;当寡头厂商的致污率系数不完全相等时, 存在一个可以将所有寡头厂商划分为污染型厂商、清洁型厂商、中间型厂商这三种类型的标准。排污权价格对污染型厂商和清洁型厂商的均衡产出具有不同的调节功能。污染型厂商的均衡产出与排污权价格呈负相关关系, 即随着排污权价格的上升 (下降) , 污染型厂商的均衡产出将下降 (上升) ;清洁型厂商的均衡产出与排污权价格呈正相关关系, 即随着排污权价格的上升 (下降) , 污染型厂商的均衡产出将上升 (下降) 。同时可以看到, 随着污染程度或清洁程度的加大, 寡头厂商的均衡产出对排污权价格变动的敏感度也相应提高。

(3) 当寡头市场只由一个清洁型厂商和一个污染型厂商组成时, 随着排污权价格的增加, 均衡产出由污染型厂商向清洁型厂商转移, 但由于清洁型厂商的均衡产出的上升幅度小于污染型厂商的均衡产出的下降幅度, 最终整个市场的均衡总产出呈现下降趋势, 而对于由不低于3个寡头厂商组成的寡头市场情形, 当任意一个清洁型厂商和一个污染型厂商的相对致污率系数之和低于一个临界点时, 随着排污权价格的增加, 清洁型厂商的均衡产出上升幅度将高于污染型厂商的均衡产出下降幅度, 从而真正实现了均衡产出从污染型厂商向清洁型厂商的转移, 但最终整个寡头市场的均衡总产出仍呈下降趋势。

(4) 如果所有寡头厂商都为污染型厂商且模型中的相关参数满足前述基本假设时, 那么由式 (29) 可知, 每个寡头厂商的初始排污权为关于排污权价格的非递增函数;在寡头厂商中既有清洁型厂商又有污染型厂商的情形下, 合理选择模型参数的范围使得技术参数满足式 (30) 所示的条件, 可以使得每个寡头厂商的初始排污权为关于排污权价格的非递增函数。此外, 当寡头市场达到均衡状态时, 各厂商的边际治污成本都等于排污权价格。因此, 由式 (28) 和式 (31) 可知, 寡头厂商的初始排污权需求曲线与其边际治污成本曲线是一致的。

(5) 有了上述准备, 可以基于标准升价拍卖机制对寡头厂商的初始排污权进行分配, 具体过程为:拍卖师操纵一个能指示排污权价格连续上升的表盘, 对于拍卖师提出的每一个排污权价格η, 按照由式 (30) 确定的排污权价格η的非递增函数Ei (η) , 即为初始排污权的需求曲线, 寡头厂商同时诚实展示各自所需的初始排污权, 直到排污权价格η与由排污权总需求曲线和排污许可总供给曲线的相交点处所确定的市场出清价格η*相一致, 此时寡头厂商获得的初始排污权之和与管制机构给定的排污权总额相等, 每个寡头厂商购买初始排污权的支付额为市场出清价格η*乘以其所得的初始排污权。由于寡头厂商的边际治污成本是相同的, 且都等于排污权交易市场的出清价格, 因此, 从经济的角度, 采用标准升价拍卖机制分配初始排污权是有效的, 能够最大限度降低由于垄断而造成的社会福利损失。

基于前述的命题和结论, 提出如下建议:

(1) 充分发挥市场机制在寡头厂商的产出和初始排污权分配过程中的决定性作用。由式 (11) 可知, 整个寡头行业的总产出与排污权价格呈反向变动关系, 即随着排污权价格的上升 (下降) , 寡头行业的总产出将下降 (上升) 。此外, 由命题4可知, 排污权价格对污染型厂商和清洁型厂商的均衡产出具有不同的调节功能和方向, 随着排污权价格的上升 (下降) , 污染型厂商将会适当减少 (增加) 其产出;对于清洁型厂商而言, 结论刚好相反。从上结论可以看到, 管制机构要善于根据环境压力的大小, 利用排污权价格杠杠来调节各个寡头厂商的产出以及整个行业的总产出, 通过产出转移拉大污染型厂商和清洁型厂商之间的差距, 在一定程度上通过市场力量自动淘汰那些产污严重、污染治理技术低下的厂商, 同时, 根据各寡头厂商的初始排污权分配与排污权价格的关系, 利用标准升价拍卖机制对寡头厂商的初始排污权进行有效分配, 使得由于垄断而造成的社会福利损失达到最低。

(2) 调整产业机构, 控制行业规模, 积极鼓励清洁型厂商的发展。根据命题4, 在寡头厂商的致污率系数不完全相等的情形下, 存在一个临界点系数, 可以将寡头厂商集合分成三大类, 相对致污率系数低于临界点系数的那些寡头厂商归类为清洁型厂商, 相对致污率系数高于临界点系数的那些寡头厂商归类为污染型厂商, 相对致污率系数等于临界点系数的那些寡头厂商归类为中间型厂商。由命题4的证明可以看出, 该临界点系数随着能描述产业结构特征的参数的增大而增大, 随着能描述产业规模的一个重要特征参数的减少而增大。从这一结论可以看到, 作为政府相关职能部门, 应该加强对行业的宏观调控, 积极促进产业结构调整, 通过实行关、停、并、转以及限制准入等调整产业结构和控制行业规模的措施, 增加临界点系数, 提高污染型厂商的准入门槛, 以腾出更多的环境容量, 鼓励治污减排技术含量高、污染轻的寡头厂商的发展。

(3) 加强治污减排社会资本的供给。对寡头厂商而言, 根据前述分析, 排污权价格的上升可以使得清洁型厂商的产出增加, 污染型厂商的产出减少, 且清洁型厂商和污染型厂商的相对致污率系数之和低于一个临界点时, 随着排污权价格的上升, 清洁型厂商的均衡产出上升幅度将高于污染型厂商的均衡产出下降幅度。这一结论从侧面表明, 除了上述运用市场机制和宏观调控机制外, 清洁型厂商在加大对污染治理技术的研发投入、提升自身削减污染的能力、降低自身相对致污率系数的同时, 还应与治污减排能力较弱的污染型厂商共建治污减排社会资本的供给网络, 加大对作为公共品的治污减排社会资本的投入, 积极维护治污减排社会资本的供给网络的健康运转, 帮助治污减排能力较弱的污染型厂商提升其污染治理技术的研发能力, 努力维护清洁型厂商自身的形象和声誉, 形成良好的治污减排社会资本供给意识和习惯, 有效缓解治污减排社会资本供给不足的现象。

排污权分配 篇10

污染物总量控制是指对规定环境单元之内的排污单位和个人排放的某一种或多种污染物的数量实行控制的制度。被控制的污染物和指标值, 可以根据不同时期和不同环境单元的环境质量要求确定。

污染物总量控制是一种控制长株潭城市群污染的科学管理方法, 其含义是将排入长株潭城市群的污染物总量控制在环境容量允许的范围之内。它是从定量的角度出发, 把长株潭城市群看做一个整体系统, 按其功能要求, 确定环境质量标准, 据此来反推计算和拟定长株潭城市群内各种污染负荷的允许总量及其应削减量, 并研究和确定各污染源的合理负荷分摊, 再通过行政、经济和技术措施加以实施, 达到保护和改善长株潭城市群整体环境, 满足环境质量标准要求的目的。

1.实行污染物总量控制的优点。对长株潭城市群范围内的污染进行系统的规划, 计算出长株潭城市群范围内环境容量和污染源的允许污染负荷量, 因而可以对长株潭城市群的环境质量进行有效控制。即使污染源发生变化, 长株潭城市群范围内污染负荷量也不会变化, 不至于加重水质污染。在长株潭城市群范围内实施合理的污染物总量控制方案, 可以消除浓度排放标准与环境质量标准之间脱节和矛盾的现象, 限制不符合环境质量要求的新建和扩建工程项目上马, 防止“浓度控制”中不合理的稀释排放现象, 促进长株潭城市群资源的合理利用。通过寻求最优化的污染负荷总量分配, 达到较明显的经济效益。强化长株潭城市群环境管理就是要从简单定量管理过渡到科学、经济、实用的定量管理, 其基点是在污染源与保护目标之间, 在确定的时间、空间范围、确定的污染物类型条件下建立输入响应关系, “污染物总量控制”就是最有效的方法之一。

2.污染物总量控制类型。按环境质量目标的不同表达方式, 污染物总量控制可分为两种类型, 即容量总量控制和目标总量控制。

容量总量控制是环境容量所允许的污染物排放总量控制。它是从环境质量要求出发, 运用环境质量模型计算, 根据环境允许纳污量反推允许排污量。通过技术经济可行性分析, 优化分配污染负荷, 确定出切实可行的总量控制方案。容量总量控制的特点是将污染源的控制水平与环境质量直接联系起来。

目标总量控制是根据环境目标提出污染物排放总量和削减量的控制。它是从现有的污染水平出发, 针对特定环境的质量目标要求, 确定分阶段的排放总量控制和削减量, 即控制→削减→再控制→再削减的程序, 将污染物排放总量逐步削减到预期目标。目标总量控制的特点是将环境规划管理根据实际情况制定的环境目标作为总量控制的基础。

二、初始排污权分配方法

排污权是指排放者在环境保护监督管理部门分配的额度内, 并在确保该权利的行使不损害其他公众环境权益的前提下, 依法享有的向环境排放污染物的权利。

排污权与水资源、矿产资源一样, 属于公共资源范畴。在传统的总量控制中, 控制区及污染源的排污权分配一般有两种途径, 一种是环境容量总量控制法, 另一种是管理目标总量控制法。

传统的排污权无偿分配模式不能很好地处理控制区与排污单位之间的公平性问题, 环保部门不能周全的考虑到企业的实际情况。企业之间也缺乏比较竞争机制。因此政府对于排放权的分配应当由有偿分配和无偿分配两种方式组成。将控制区域内的必要污染量划分为无偿分配的范围, 然而对于超过企业必要排污量的排污, 根据排污量的多少进行有偿分配。这样既承认了企业生产过程中不可避免的会产生废物污染, 也考虑了地区的技术现状和行业差异, 在一定程度上也促进了企业自身的净污工作。同时避免了无偿分配所带来的社会问题。

初始排污权计算方法详见以下步骤:

1.平权排污量Qe。首先将控制区所有污染源分成I类 (包括各主要行业和生活面源) , 由污染源资料统计各类污染源的实际排污量Qri (i=1, 2, …, N) 。本控制区的平权排污量, Qe为本控制区内各类污染源实际排污量的加权和, 即:

其中, i为第i类污染源的平权函数, 是生产技术水平因子ai, 污染治理水平因子bi和未来发展规划因子ci的函数。

对于工业污染源, Pi、ri、ei分别为本控制区第i类污染源的产污系数 (单位产品或产值的污染物产生量) 污染物去除率和经济增长速度, 分别为同级所有控制区第i类污染源的平均产污系数平均污染物去除率及平均发展速度;对于生活面源, ai可直接取1, bi和ci分别为本控制区相对于同级所有控制区的居民生活燃料气化率及人口增长率.t为规划时段。可见, 若本控制区生产技术水平 (工艺、设备、管理等) 越高, ai越小;污染治理水平越高, bi越大;规划发展速度越快, ci越大.从而, 平权函数值fi也就越大。

2.环境容量Qa。采用大气扩散箱模型估算控制区环境容量.该模型能基本反映在一定环境质量目标下, 区域自然环境对污染物的容纳 (承载) 能力, 而且简便易行, 同时也与当前中国实施的制定地方大气污染物排放标准的技术方法 (GB/T3840-93) 所规定的值法相一致, 从而在政策上具有一定的继承性.根据箱模式, 本控制区环境容量 (t/a) 可定义为:

其中, s为控制区面积 (km2) ;Cs为某污染物年均浓度标准限值 (mg/m3) ;Hi为混合层平均高度 (m) ;u为平均风速 (m/s) ;ud为干沉积速度 (m/s) ;R为年降水量 (mm/a) ;wr为清洗率, 取值1.9×10-5。

3.经济密度因子d。这里的经济密度主要是指控制区工业用地的比例。引入经济密度因子主要有两个方面的考虑, 其一, 按照本文总量控制区的划分方法, 同一级别的不同总量控制区, 其经济密度是不同的, 而且这种差别往往将长期存在.很明显, 在式 (1) 中, 如果不考虑经济密度的差别, 很可能会对经济密度低的控制区造成控制过松而使污染源失控, 而对于经济密度高的控制区造成控制过紧而使总量控制难以实施。其二, 本文用以估算环境容量的箱模型, 是假定箱内污染物浓度是均匀分布的, 而实际上, 由于污染源分布的不均匀造成浓度分布也很不均匀。在这种情况下, 要保证控制区各处环境质量均达标, 则区域污染物所能允许的排放量 (以下称有效环境容量) 必然小于箱模型所估计的环境容量, 而且污染源分布越不均匀, 此差别越大.假定工业用地范围内污染源是相对均匀的, 那么工业用地比例越大, 有效环境容量越接近于环境容量, 经济密度为1时, 两者相等。因此, 可以将有效环境容量定义为环境容量与经济密度的积, 它可以更真实地反映一定经济密度下的区域污染物的承载能力。

4.权重因子a。控制区排污权Qp (总量控制指标) 的大小主要取决于区域平权排污量Qe和区域环境容量Qa (或有效环境容量) 。显然, 总量控制指标 (排污权) 越接近平权排污量, 就越具现实性和可行性, 但环境质量目标未必能得到保障;相反, 若总量控制指标越接近环境容量, 则环境质量目标越有保障, 但可能会因脱离实际而降低可行性。为了使区域排污权的分配既现实可行, 又与环境质量目标相一致, 就需要同时兼顾平权排污量和环境容量。为此, 引入权重因子a来权衡它们之间的关系。通过控制a的大小, 决策者可以从宏观上控制污染治理强度和环境质量达标的速度。a的取值范围为0

5.总量调整系数β。除最高级控制区以外, 以下各级控制区的初始排污权的分配是采用逐级层层分解的方法。不过, 某控制区的排污权并不一定全部分解到下一级控制区, 而是先扣除一定的预留量, 一方面作为未来新增大型火电厂的排污指标, 另一方面是为今后的发展留有余地.某控制区的排污权应等于该区下一级所有控制区排污权及预留控制量之和 (以下称总量约束条件) 。若定义:Qpu为上一级控制区排污权;Qpr为上一级控制区预留控制量, 并定义:

式中, K为同级所有控制区的个数, 于是, 根据总量约束条件, 总量调整系数为:

至此, 利用式 (1) , 便可以确定任一控制区的初始排污权Qp。需要说明的是, 若令b=1, 则式 (1) 也可以作为确定最高级控制区排污权的重要依据。

三、初始排污权优化配置

由于环境容量的限制, 排污量受到限制, 某个地区或企业的排污权增加必然会导致投入到其他地区的排污权减少。因此, 排污权的投放给予都应该以达到社会的最高效率和消费者, 企业及社会利益的最大满足为目的。争取排污权的分配使得资源得到充分利用, 最大限度地满足企业生存和社会发展的需要。因此在初始排污权的优化配置上应该从两个方面来考虑:各个控制区的自身情况以及对环境造成的污染程度。

由于各种历史原因, 长株潭城市群内各个控制区的社会经济发展水平, 产业结构, 行业结构生产技术水平, 污染治理水平以及未来发展规划等都各不相同.而每个企业自身企业治理自己产生的污染的能力也各不相同。在进行控制区排污权初始分配时, 必须综合考虑上述因素, 既不保护落后, 又不限制落后地区的发展, 只有这样才能保证总量控制的公平性, 使得企业自身加强对于污染的净化处理, 也能保证有限的资源得以最大限度地利用排污权的分配本身就是为了解决环境问题, 因此实现环境质量达标并逐步改善才是排污权分配的根本目的。因此在分配排污权的时候也应该要考虑到控制区和企业对于环境产生的影响和污染源的性质。但是, 环境质量的改善是一个渐变过程, 控制目标及措施都应循序渐进。鉴于此, 在排污权的配置过程中, 既要考虑基于环境质量目标和自然环境特征的区域环境容量, 也要考虑基于当前排污现状的平权排污量, 并通过权重因子调节他们之间的相对重要性, 从而既保证总量控制目标确实可行, 同时又与环境质量目标相一致。

摘要：从总量控制与排污权分配的内涵出发, 结合实施实行污染物总量控制的优点、污染物总量控制类型及总量控制区的划分, 从初始排污权分配的指标分析了长株潭初始排污权优化配置。