环境管制收益和成本的评估与分配Word文档格式.docx
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一、环境质量变化价值的评估
环境经济学文献的标准方法，是将生产过程中的废物排放导致的污染，作为“公害”（public“bad”）来处理。
cornes和Sandler以及Baumol和Oates，将代表性个人的效用函数、产品生产函数及环境质量水平函数，表述为如下基本关系：
（1）代表性个人的效用被表示为消费品向量和环境质量水平的函数，并随着消费品数量的增加而提高，随着环境质量水平的下降而降低。
（2）环境质量水平被表示为废物排放量的函数，随着废物排放量的下降而提高。
（3）产量被表示为传统投入品（如劳动和资本）向量、废物排放量以及环境质量水平的函数，并随着传统投入品、废物排放量以及环境质量水平的提高而提高。
在这个函数关系中，废物排放被简单视作为一种生产要素。
降低废物排放量将意味着，部分其他的投人品将被用于废物削减活动，从而减少了用于产品生产的其他生产要素的数量。
如果从这个角度看，是不难理解的。
简言之，降低废物排放量将导致产量的下降。
产品生产函数将环境质量水平作为一个自变量，是因为污染对产品生产（如对周围的洗衣店或农业生产）产生负面效应。
在最简化的情况下，环境质量的提高可视为所有生产者的废物排放量减少的总和。
这里有两种情形值得关注。
第一种是，如果消费者（或厂商）将环境质量视为非个人所能控制的，我们能定义居民对环境质量变化的评价值，然后，根据污染水平的变化，来推测居民对环境质量变化的评价。
第二种情形更为复杂。
有时通过使用一些投入品，能削弱污染的影响。
例如，药品可用来减轻由空气污染引发的呼吸道疾病症状。
这样，就必须改写环境质量水平函数，在改写后的函数中，自变量有污染水平和用来减轻损害的投入品。
这样，必须评价的是污染水平而不是居民的评价，因为居民的评价不再是外生的了。
对厂商而言，环境质量变化的价值，是当环境质量变化时厂商利润的变化量。
不论所讨论的是厂商对环境质量改善的支付意愿（willingnesstopay，WTP），还是厂商对环境质量下降的赔偿接受意愿（willingnesstoaccept，WTP），这个数量是相同的。
对消费者而言，污染水平变化的价值依赖于初始的产权配置。
如果消费者被视为必须为环境质量的改善而付费，他们应该愿意为这个变化而支付的最大额是，当环境改善时，为达到他们原先的效用水平必须的支出的下降。
另一方面，如果消费者被视为拥有更高水平的环境质量的权和，因为环境质量的下降，必须要对其进行赔偿，那么大多数人愿意接受的最小数额是，为达到原先的效用水平，他们必须花费的额外数量。
一般而言，与环境质量下降相对应的赔偿接受意愿，将高于为相同数量级环境质量改善的支付意愿。
正如Hanemann所表明的，接受意愿超出支付意愿的数量，直接随着对环境质量需求的收入弹性的变化而变化，同环境质量与私人物品之间的替代弹性成反向关系。
如果对环境质量需求的收入弹性为零，或环境质量是对一私人物品的完美替代，支付意愿应该等于接受意愿。
然而，如果环境质量与私人物品之间的替代弹性是零，接受意愿和支付意愿之间的差额可能是无穷大。
因此，采用哪个评估概念，是支付意愿还是接受意愿更为合适，取决于所研究的问题。
环境质量变化价值的定义，并不是依靠自己来单独地描述环境政策福利效应的所有方面。
环境质量的改善除了改变空气和水的质量外，可能还会改变价格。
因此，除了评估质量变化之外，还必须评估这些价格变化。
相比于评估质量变化，评估价格变化是相当直观的。
对价格下降的支付意愿，恰好是在价格下降时消费者为达到原先的效用水平而必须支付的下降。
对价格上升的补偿接受意愿，是当价格上升时为达到低价格水平时的效用而必须的支付增加。
不像环境质量变化的情形，对一个价格上升的补偿接受意愿超过对一个价格下降的支付意愿的数量，仅是收入效应的规模。
只要对所讨论物品的支付是总支出中的一小部分，这两个福利指标之间的差额将是非常小的。
而且，以消费者剩余，即马歇尔需求曲线左边的面积，作为支付意愿或接受意愿，在大多数情形下，所产生的误差不超过5%。
环境质量变化价值的定义，存在的一个问题是，并不是所有的环境收益都是确定的。
Jones－Lee利用事前方法和事后方法，给出了结果不确定情形下的环境质量变化价值的定义。
至此，我们到了需讨论评估环境质量变化价值的主要方法的时候了。
二、评估环境质量收益的间接方法
经济学家在评估环境质量变化的价值时，常使用以下三种方法：
预防行为法、弱互补法以及享乐市场法。
（一）预防行为法
预防行为法（theavertingbehaviorapproach）依赖于这样一个事实，通过一些预防或避免措施来减轻污染造成的损害。
因为，一般来说，人们不会花过多的钱来避免出现某一问题，而宁愿花更多的钱来解决由某种问题造成的后果，预防支出可提供由污染造成的损害的下限估计。
只要其他投入品能用来补偿污染的效应，污染水平小幅度变化的价值，可通过用于补偿污染变化的投入的价值来估量。
评估污染的非边际变化，必须知道受污染影响的物品的成本函数和这种物品的边际价值函数。
当所讨论的这种物品是非市场产品时，边际价值函数的估计将变得非常困难。
预防行为法的适用范围，明显受到污染效应能被其他投入品削弱情形的约束。
受污染损害的厂商，大多分布在农业、森林业、以及渔业等领域。
在农业的情形下，灌溉能补偿全球变暖对农产品产出的影响。
同样地，资本（渔船和索具）和劳动能补偿因水污染而导致的存鱼量下降的影响。
对于受污染损害的居民而言，预防行为法能被用来评价健康损害和由空气污染导致的受污损害。
一方面，居民能够通过避免与污染的接触，或者，一旦接触，通过削弱接触的影响，来避免健康损害。
例如，安装室内清洁器过滤污染空气，或靠瓶装水来解决当地饮水供应问题。
（二）弱互补法
预防行为法利用污染与其他投入品之间的替代，而弱互补法（theweakcompleme－ntaritiesapproach）则是利用环境质量与购买的商品之间的互补性，来评估环境质量变化的价值（Moler；
BockstaelandMcConnell）。
在实践中，弱互补法最常用于评估休闲娱乐场地的贡献。
尽管场地访问没有市场价格，但是它们的成本可通过加总到场地的旅行成本（包括时间成本和所有的门票费）来估算。
在测度以场地质量作为自变量的场地访问次数函数时，存在的一个问题是，在访问场地的人们之间，对场地质量的评价没有差别。
对这个问题的一个通常解决方法是使用变化的参数模型，它使场地质量以与旅行成本或收入相乘的方式进人休闲娱乐需求函数，旅行成本或收入，在家庭之间是有差异的。
这种方法的一个缺陷是，它允许对一特定场地的访问次数，仅依赖于访问场地的成本，访问替代场地的成本不在考虑范围之内。
这等价于假定所有的场地之间都是完美的替代品。
如果希望评估几个场地的环境质量变化，这种变化参数模型可能会给出一个具有误导性的结论。
评估环境质量变化的第二种方法是离散的选择模型。
这个方法考察在特定的某一天，把对某一场地的选择作为一个访问其他场地的成本和其他场地质量的函数。
如果在休闲娱乐的第一天，对某一地的访问可视作独立于在另一天对该地的访问，一个简单的离散选择模型，如多元logit回归分析，能被用于对场地选择的条件回归（BinkleyandHanemann；
FeenbergandMills）。
离散选择模型的优点是，访问一地的概率依赖于访问其他场地的成本和其他场地的质量水平。
这个模型的缺点是，在某一天，是否旅行的决策以及所要访问的场地，独立于季节。
以前的旅行数量既不影响个人在某一天对旅行场地的选择，也不影响他是否旅行的决策。
这样，这些模型必须与预测总的旅行数量的模型相结合，才可有效使用。
（三）享乐市场法
享乐市场法（hedonicmarketmethods）又可分为享乐财产法与享乐工资法。
它们具有的特征是，使用多元回归分析统计方法，在相关的市场中分离出环境成分的价值。
享乐财产价值研究，试图将财产价值按其构成特征分解开来。
例如，可能会发现在所有其他条件相同的情况下，财产在污染区域比在洁净区域的价值低。
多元回归分析将财产价值与污染分离开来，这样便可确定减少污染的支付意愿（Epple；
Ohsfeldt）。
享乐工资法与享乐财产法基本相同，试图把用于补偿工人在工作中，承受危险的部分与其他工资部分分离开来，这可用来确定工人的补偿接受意愿（Dickens）。
享乐市场法主要用于评价在市区，由空气污染、接触有毒废弃物等引起的不舒适，它反映在房屋价格和工资上。
它也被用于通过考察使工人自愿接受工作风险的补偿，来评估死亡率风险的价值。
三、评估环境质量收益的或有估价方法
尽管上文所描述的间接市场方法，能用来评价许多污染削减的情形，但在一些重要的情形中却不适用。
在适当的预防行为不存在时，间接方法不能用来估算因污染削减引致的发病率下降的收益。
另外，有一类收益－－非使用价值（nonusevalues），甚至在原则上也是不能用间接市场方法来估算的。
非使用价值反映的是，人们普遍拥有为改进和保护那些即使从不使用的资源的支付意愿。
如保护濒危物种，或提高某一名胜古迹所在地区的能见度。
就名胜古迹而言，这一独特资源的价值损失将是巨大的，即便对那些从未参观过，并且也可能永远不会去参观的人来说。
因为这一价值不是产生于直接使用或潜在使用，它代表一种非常不同的价值类型。
这表明直接调查在估算污染控制收益中能起到一定的作用。
典型地，直接调查或或有估价研究，问询受访者对某一产品的评价，如对钓鱼或打猎一天愿支付多少等，而不是就污染浓度削减本身做出评价。
用或有估价方法（thecontingentvaluationmethod）评价的物品例子有：
某地水质改善使得捕鱼和游泳活动变得可行（carsonandMitchell）、削减空气污染改善空气能见度（DecisionFocusIncorporated）、保护濒危物种的价值（BowkerandStoll）、以及远离呼吸道疾病的天数（Dickieetal）。
任何或有估价研究必然包括：
（1）对所要估价商品的描述；
（2）支付方式；
以及（3）引出受访者的估价的方法。
在对与娱乐相关的物品估价研究中，假设的支付可能采用使用者费（userfee）或增加税收的形式；
在改善能见度的情形下，可能采用公用事业费的形式，因为空气质量恶化可能是由发电厂的污染引起的。
为决定个人愿为环境改善支付的最大数额，访问者可简单地问询这一数额是多少（末端开口的），或访问者要求受访者在几个给定的数额选项中选择一个（末端封口的）。
末端封口的问题对于受访者容易回答，因而比末端开口的问题能得到更为可靠的信息，特别是当被评价的物品是非传统市场物品时。
这一点似乎得到了普遍的认同。
对于一个受访者从未评价过的物品，例如能见度的改善，末端开口的问题经常使得受访者的回答，分布在最低端和非常大的数字这两个极端。
这反映了这样一个事实，受访者在回答时没有一个参照标准，不愿经过必要的推理来发现要他们评估的物品的价值。
相比而言，回答给出选项的问题较为简单，类似在传统的市场上购买商品。
必须承认，尽管或有估价方法自出现以来，经过了不断完善，但是许多人对这一方法仍心存疑虑。
也许最有力的批评是对或有估价问题的回答是假设性的，它们代表声称的而不是实际的支付意愿。
已有一些文献将或有估价问题的回答，与对同一商品的实际支付进行对比研究。
声称的支付意愿与实际支付意愿的差异，取决于商品是共用物品还是私人物品、问题设计的技术、以及是支付意愿还是补偿接受意愿。
对私人物品的声称支付意愿和实际支付意愿的对比实验，发现两者的均值之间并没有显著的统计性差异（Dickie，FisherandGerking）。
当所比较的是声称的补偿接受意愿和实际的接受意愿时，结果并不是这样。
在三个涉及到对捕猎许可的补偿接受意愿的实验中，Bishop、Heberlein和Kealy发现有二次实际接受意愿，显著地统计性低于声称的接受意愿。
当所评估的商品是共用物品时，声称的支付意愿不同于实际的支付意愿（Kealy，DovidioandRockel）。
对或有估价方法的其他批评集中于以下三点：
（1）个人在回答问题时可能会策略性地行事，即，如果虚报支付意愿能提高改善的可能性，个人便会虚报支付意愿；
或如果低报支付意愿能减少个人的成本份额，个人便会低报支付意愿；
（2）对所要评估的物品不熟悉的事实；
（3）对一种物品的支付意愿通常远远低于对失去这种物品的补偿接受意愿。
在验证对共用物品的声称的支付意愿，是否随着所使用的融资方法不同而变化的实验室试验，检测到了回答者存在着策略性行为。
VetnonSmith表明策略行为并不构成问题，因为有效的策略行为需要付出努力。
如果所要评估的物品并不为受访者所充分了解，或有估价的回答可能是不可靠的：
回答的数额差异过大且分布过散，甚至回答者对一项正常物品，可能表现出“少”比“多”好的倾向!
这是一个严肃的批评：
人们对所要评估的地下水污染或生物多样性真的充分了解吗?
幸运的是，通过观察回答是如何随所提供的关于所要评价物品的信息量而变化的，对这一批评做出回应是可能的。
如果价值被很好地定义，平均起来，它们不应随信息量微小的变化而变化。
这项工作中的一个惊人发现是，对环境质量改善的支付意愿，通常比对同等程度的环境恶化的补偿接受意愿小许多倍（KnetschandSinden）。
这有时被解释为调查方法不理想所造成的。
一些经济学家提出的另一个解释是，接受意愿和支付意愿不一致，是由个人对同一项交易买与卖的了解程度不同所导致的（BrookshireandCoursey）。
他们在实验中发现，经过几个回合的交易以后，支付意愿与接受意愿趋于一致。
Kahneman、Knetsch和Thaler发现，对交易双方都很熟悉的商品，经几轮交易后，支付意愿与接受意愿的不一致性并未消失，他们认为两者的不一致性，来自于财产权的初始配置（即“禀赋效应”）。
四、环境管制成本的度量
环境管制的成本，可用与度量环境管制收益相同的概念来度量，即，利用与管制、价格或收入变化相关的消费者和生产者剩余的变化来度量。
当环境管制影响像电力这类重要的中间品生产者时，度量环境管制对整个经济的影响是非常重要的。
可能需要利用可计算一般均衡（computablegeneralequilibrium，CGE）模型去准确地度量环境管制的社会成本。
Hazilla和Kopp利用一个可计算一般均衡模型，计算1981－1990年间，美国实施《清洁空气法案》和《清洁水法案》的社会成本。
在模型中，厂商能通过改变它们的收入和产出的选择来适应这些管制，这些管制对企业的影响被模型化为向上倾斜的厂商成本函数。
用这个方法得出的社会成本的估计量，与美国环境保护局的企业执行成本（compliancecosts）估计量相比是非常有意义的。
美国环境保护局估计1981－1990年间企业的《清洁空气法案》和《清洁水法案》的执行成本是425亿美元（1981年美元）。
Hazilla和Kopp估计的成本是283亿美元。
较低的数字反映了环境保护局所使用的支出法忽视了替代的可能性。
然而，在长期，《清洁空气法案》和《清洁水法案》的社会成本超过了简单支出法的估计量，这是因为收入下降对储蓄和投资产生了影响。
。
Jorgenson和Wilcoxen。
在对环境管制对美国经济增长影响的分析中，度量了这一效应。
利用美国经济的一个可计算一般均衡模型，Jorgenson和Wileoxen估计出在1973－1985年间，实施污染控制使美国每年GNP增长率下降了O.191个百分点。
张友国和郑玉歆利用一个可计算一般均衡模型，对2003年7月1日中国开始施行的排污费改革进行了模拟。
模拟的结果表明，在获得环境效益的同时，排污费改革对经济增长以及就业率的不利影响十分有限。
单一的排污费改革只不过使经济增长率降低了0.06个百分点；
即使将排污费收入专款专用，经济增长率也只降低了0.11个百分点，在这种情景下总就业增长率也只降低了0.2个百分点。
五、环境管制收益和成本的分配
除了考察环境管制的收益和成本之外，知道谁为污染控制活动付费和谁从污染控制活动中受益，也是一个令人非常感兴趣的问题。
典型地，环境管制收益与成本的分配效应研究，主要是从货币收入方面进行的。
为了确定环境管制的收益是如何在不同收入阶层分配的，必须度量管制是如何改变不同收入群体的物理环境的。
在一项针对整个美国空气质量改善的管制收益分配研究中，Gianessi、Peskin和Wolff发现，在收益分配方面存在着显著的地区性差异，空气质量改善的收益大部分集中在更为工业化的城市区域，特别是重工业地区，而农村居民受益很少。
甚至在同一个大城市里，空气质量差异也可能很大。
因为穷人通常居住在污染最为严重的城区，他们被认为是削减空气污染不成比例的大的受益者，有证据表明事实的确如此（AsehandSeneca）。
然而，这也可能是真实的，随后某些间接效应可能会抵消这类收益。
例如，在原来空气污染相当严重的地区，污染削减可能会增加对该地住房的需求，从而使房租上升，使低收入的租房者被替代。
总而言之，这是一个复杂的问题。
在某种意义上，在环境管制成本分配方面的结论更为确定（ChristainsenandTietenherg）。
利用产业的污染控制成本数据，能够估算出成本是如何影响各类商品价格的，依次地，估算出价格升高是如何降低不同收入阶层的真实收入的。
这类研究（Gianessiand：
Peskin）通过考察《清洁空气法案》的成本分配模式，发现低收入群体承担的成本占他们收入的比例要高于高收入群体。
Robison利用投入－产出模型，来估计产业污染控制成本的分配，也得出了这个结论。
然而，环境管制的分配效应并不总是有益的，不应夸大它的重要性。
应强调的是，环境管制的主要目标是经济意义上的资源有效配置。
正如Freeman所强调的，环境管制并不能很好地适用于实现再分配的目标。
六、环境管制成本－收益分析在环境标准设置中的应用
在这部分，我们以美国为例，对成本－收益分析在环境标准设置中的应用进行述评。
这自然地把我们引向了成本－收益度量领域研究重点的讨论。
尽管1989年以来，成本－收益分析在美国环境管制中还未得到广泛应用，但在美国总统行政命令和立法过程中，这种方法的应用还是得到了一定的发展。
1936年《洪水防治法案》包含了一项首次要求应用成本－收益分析的法律条文。
从那以后，有一些法律被认为是限制了政策制定者考虑成本－收益问题，当然也有另外的法规，明确要求在政策制定过程中对成本－收益问题进行权衡（Arrow，etal.）。
自卡特直至克林顿任总统期间，均要求以正式的程序对重大的环境、健康和安全管制条例进行经济影响评价。
1993年，总统行政令12866号和12875号取代了12991号和12498号行政命令。
新行政令强调，管制措施只有通过合理的成本－收益分析后，才能被认可，并规定所有重要的管制行动均要进行成本－收益分析。
国会仅对在特定的情况下应用成本－收益分析表示支持。
1990年，《清洁空气法案》修正案第7章812款，要求环保局对《清洁空气法案》自1970年到1990年期间所产生的收益和成本进行综合分析。
1996年《饮用水安全法案》的修正案，授权环保局在制定标准时考虑整体的风险降低，并要求环保局对新的管制措施进行成本－收益分析。
而且，这些修正案还允许环保局依据成本－收益分析的结果，来调整最高污染物水平标准。
更进一步，1995年国会颁布了《非资助性命令改革法案》（unfunded。
Mandates：
ReformAct），该法案要求对所有拟议中的和最终的管制条例，进行收益和成本的数量比较，其中包括年度费用在l亿美元以上的环境管制措施。
此外，这项法案要求环保部门选择成本最低的管制措施，或者对不能选择成本最低的措施做出解释；
然而据资料显示，这些关于成本－收益权衡的政策，对规则制定机构只具有有限的约束力（Hahnetal.）。
上面的评论表明，成本－收益分析在设置环境标准中并没有被完全忽略，而是被有选择地使用。
由此，人们可能会认为，既然分析的结果在管制污染的活动中得不到应用，政府不应该再花费资源进行成本－收益分析了。
但是，这种观点是错误的。
即使在不要求进行成本－收益分析的领域，这类研究也是有用的。
它们可能会影响立法者和管制者的观点。
特别是在调整环境标准时，成本－收益信息对调整决策还是会产生一定的影响。
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