关键词：中国；环境污染；责任；保险范围
环境污染责任保险，是基于环境污染赔偿责任的一种商业保险行为，是以排污单位发生的事故对第三者造成的损害依法应负的赔偿责任为标的的保险。在这种保险机制中，排污单位作为投保人，向保险公司预先缴纳一定数额的保险费，保险公司则根据约定收取保险费，并承担赔偿责任，即对于排污单位的事故给第三人造成的损害，直接向第三人赔偿或者支付保险金。随着现代工业的蓬勃发展和科学技术存在的局限性，即使是正常的生产作业也可能对环境造成严重污染，给人民的生命财产带来巨大的损失。而环境污染责任的认定实行的是无过错责任原则，就形成了污染企业对受害人的侵权之债。但由于环境污染损害往往会造成近天文数字的赔偿金，侵权企业常常无力负担，为了适当转移和分散这种污染赔偿责任，从而既使污染受害人能够得到补偿，也确保生产单位的经营活动能够继续进行，环境污染责任保险机制应运而生。
一、环境污染责任保险制度构建的理论支持
1.环境污染侵害由私法救济到社会化救济
由于当代社会环境侵权行为的特殊性，不论是侵权行为法遇到的理论困境还是现实问题，都导致在解决纠纷、填补利益的过程中面临诸多问题，要摆脱上述困境，就必须超出“损害要么由加害者承担，要么由受害人自担”的狭隘眼界，构筑环境损害赔偿社会化制度，即环境侵权所产生的赔偿责任不再由加害人独自承担，而是还要由国家、社会、法人组织或者社会上不特定的多数人来分担赔偿责任，使“传统的自己责任、个人责任原则下的损失转移转化为现代的社会责任原则下的损失分配、损失分散”[1]，将环境侵权行为所生损害与责任保险、社会安全体制等密切衔接，从而使环境侵权损害的填补不再是单纯的私法救济，既及时、充分地救助环境受害人，又避免环境加害人因赔偿负担过重而破产。
2.可持续发展理念的贯彻
可持续发展实际上需要有效地解决经济效益、生态效益与社会效益之间的冲突。国家通过环境法来为环境污染或环境破坏设定可以容忍的限度，其目的即是为了满足整个社会对经济效益的追求。然而在追求经济、促进社会发展的过程中，环境污染的发生不仅频繁而且后果严重。单个污染企业承担责任的能力有限，致使污染受害者和公共环境损害往往得不到应有的赔偿。为分散企业环境污染赔偿责任，最大限度地保护受害者。尽量减少社会和国家的损失，有必要探索建立我国的环境污染责任保险制度，从而实现经济的可持续发展和实现更加抽象的社会正义。
3.和谐社会实现的保障
发展保险业是完善社会保障体制，构建和谐社会的必然要求，也是市场经济的重要组成部分。和谐社会的构建着眼于方方面面，对于民生的基本保障和实现是其追求基本价值之一。如前所述，环境责任保险制度就是对复杂的突发性环境污染事故造成的损失进行赔偿的一种合理机制。这一制度的构建不仅可以分摊污染者的赔偿责任，避免他们因无力赔偿而即将面临的悲惨命运，而且可以使被害人在损害一发生时就及时向保险人提出请求，迅速获得理赔，以填补其遭受的损失。这样既节省时间和金钱，又避免了求偿无门的情形，还能减轻司法诉讼量，及时解决法律纠纷，从而实现高效诉讼的价值目标，最终达到双赢的局面。
二、中国环境污染责任保险承保范围需明确的问题
（一）关于持续性环境污染事故能否纳入承保范围
目前在各国理论和实务中，对于突发性环境污染事故属于承保范围已成定论。难点在于对于渐进性或累积性污染事故是否应该承保的问题。
1.从理论上探讨对于持续性污染是否属于可保风险的问题。
依照我国保险法律和保险实务，“可保风险”以风险发生的可能性、偶然性和不确定性为其根本特征。持续性污染，从无限制的长期来讲，污染积累到一定程度，污染事故必然爆发，但环境污染责任保险合同与一般的保险合同一样，保险人和被保险人会在合同中约定保险责任期间。在该期间保险事故可能发生，也可能不发生，危险的发生并非保险人和投保人在订立合同时完全可以确认的必然事情，因此，符合“危险的发生存在可能”的特征。同时，累积性污染事故发生的时间也是不确定的、事故造成的后果严重性程度也是不确定的，这符合可保风险的偶然性特征。
2.实务中将累积性污染事故纳入中国环境责任保险的范畴是否可行
当然，将所有的环境侵权行为都纳入责任保险的范畴无疑是最理想的。但一项法律制度的实际效果，既与其法律规范的完善程度有关，更与其满足社会生活的需要程度，以及在程序上的可执行程度有关。考虑到中国目前环境责任保险所依托的相关法律规范并不完善，而环境责任保险制度的实施和完善也需要一定的进程，再加之中国保险业特别是责任保险还很不发达的情况下，将累积性污染事故纳入环境责任保险的范畴条件尚不具备。
（二）关于生态损失是否应纳入环境污染责任保险所涉及的损失赔付范围
环境污染责任保险所涉及的损失赔付范围有以下几种：第一，因环境污染而造成的第三人人身伤亡或财产损坏、灭失而产生的损失；第二，因环境污染事故而产生的救助费用和诉讼支出，以及为查明和确定保险事故的性质、原因和保险标的的损失程度所支付的必要的、合理的费用；第三，由于环境污染而导致被保险人的财物损失；第四，因环境污染而导致的生态破坏而引起的损失。一般来说，对于第一种损失列入损失赔付的范围是毫无疑义的。从我国保险法的相关规定来看，对于第二种损失列入损失赔付范围也是有法律依据的。我国《保险法》第42条第2款规定：保险事故发生后，被保险人为防止或者减少保险标的的损失所支付的必要的、合理的费用，由保险人承担……。”该法第49条规定：“保险人、被保险人为查明和确定保险事故的性质、原因和保险标的的损失程度所支付的必要的、合理的费用，由保险人承担。”该法第51条还规定：“责任保险的被保险人因给第三者造成损害的保险事故而被提起仲裁或者诉讼的，除合同另有约定外，由被保险人支付的仲裁或者诉讼费用以及其他必要的、合理的费用，由保险人承担。”但是，对于第三、第四中损失是非应当乃如环境污染损害赔偿的范围呢，目前尚未有定论。
三、中国环境污染责任保险范围的思考
（一）中国环境污染责任保险的承保范围的思考
环境污染的发生形态有突发性和持续型两种。突发性的环境污染在发生前没有明显的征兆，一旦发生损害立刻显现，受害人的受损程度的认定也较为容易。持续性环境污染事故侵权持续时间长，侵权原因复杂，往往是多种因素复合累积的结果。受害人对侵权行为的存在往往缺乏深刻的认识，以至对侵权行为何时发生、侵权人为何人都不知晓。因此，对持续性的环境污染事故造成的损害进行救济是较为困难的。
环境责任保险作为对环境污染损害的救济方式，将所有环境污染损害都纳入环境责任保险的承保范围，无疑是最为理想的。但鉴于我国保险业的发展水平、环境污染的现状及相关民事法律的完善程度，目前仅将突发性的环境污染事故纳入环境责任保险的承保范围是较为适宜可行的。待条件成熟后，再将持续性的环境污染事故纳入承保范围[5]。这类似于法国“分步走”的做法。当然，扩大承保范围是大势所趋。但这势必会增加保险公司的风险，使它们出于自身利益的考虑而有可能不愿承保。所以为了避免和鼓励保险公司承保持续性的环境污染事故，就需要政府在政策上予以扶持，对此中国在借鉴国外成功经验的基础上可以采取以下几种做法：（1）注入保险基金；（2）由政府主持成立由多家保险公司组成环境责任保险集团以分担承保的风险；（3）效仿法国的做法，成立一个专门负责环境责任保险的机构；（4）建立一个法定的环保监测部门，专门从事对有关环境责任保险承保范围内的环境侵权行为的监测，分担保险公司在辨别、确定理赔范围时所花费的时间、费用及人力等资源，减轻保险公司的业务负担，使其成为保险公司的一个隶属部门专为环境责任保险这项保险业务服务，发挥其良好的补充减负之功效。
（二）中国环境污染责任保险赔付范围的思考
对于前面所提到的“第三种损失”，笔者认为，根据责任保险的特征原则上应该属于除外责任，比如因污染而引起的被保险人自己所有或照管的财物损失，以及由于环境事故而导致工厂全部或部分停产而引起的损失，被保险人自己的损失不是我们这里所要讨论的问题，可以从企业财产保险的险种设计上寻找解决问题的途径。但对于自有场地污染应该借鉴发达国家的立法实践及其环境责任保险的发展历程纳入到损失赔付范围之内。美国的判例一般认为公众的健康与安全较保险单的任何明示约定更为重要，当被保险人污染了场地而又无力治理时，损害的又会是公众环境权益了，所以从环境法的公益性出发应该将自有场地污染纳入到环境责任的赔付范围当中。
至于生态损失，笔者认为目前尚不宜纳入损失赔付范畴。当然，随着人与自然和谐发展的理念在法律体系的渗透，以及人类对于生物多样性、环境权的日益关注，生态损失的赔付将会成为法律所无法回避的一个难题。当然考虑到我国目前环境责任保险才刚刚起步，不顾及实际情况将所有损失不加区分都纳入赔付范围很容易引发保险人因资金缺乏而无力支付巨额赔款的支付机制恶化，这不仅使环境责任保险无以为序，而且也极容易引起保险市场乃至整个金融市场的混乱。所以对于生态损失的保险赔付要依托于相关理论的进展，法律制度的完善以及高度发达的保险业。
参考文献：
[1]周珂,杨子蛟.论环境侵权损害填补综合协调机制[J].法学评论,2003,(6).
[2]CodeofFederalRegulation,Title40,Chapter1-EnvironmentalProtectionAgency,SubchapterI-SolidWaste,264.140.
[3]汪劲.环境法学[M].北京:北京大学出版社,2006.
1.开展环境污染损害鉴定评估工作是应对环境挑战的迫切需要
当前深圳正处于深度城市化、经济社会发展的转型期、资源能源环境矛盾的集中期，环境需求和压力凸显，新型环境问题不断涌现，突发性环境污染事件已经进入频发期，据不完全统计，2006-2012年间，由深圳市人居环境委员会牵头处置的突发污染事件达到了40余起。如2006年龙大高速危险品翻车事件、2007年布吉河油污染事件、2008年龙岗河油污染事件、2009年下坪填埋场污泥坑管涌事件、2010年深圳水库清淤船柴油泄漏事件、2012年深圳市空港油料有限公司油库区油料泄漏突发事件等，对我市生态环境、人民健康及社会安全造成极大隐患。近年来，环境污染已成为广泛关注的民生问题，社会各界对环境污染事件造成的损失问题更是高度关注。环境污染损害鉴定评估赔偿难题将成为导致社会暴发的诱因，影响政府公信力的重要因素。因此，开展环境污染损害鉴定评估，建立环境损害责任制度、建立健全环境损害评估管理制度已刻不容缓。
2.开展环境污染损害鉴定评估是优化环境行政管理方式的有效手段
污染事故涉及范围广、持续时间长，严重危害着公众的人身财产安全和生态环境安全，现有的环境损害赔偿制度远不能满足环境保护和及时赔偿受害损失的需要。如2008年发生的龙岗河油污染事件，面临责任如何认定，损失该怎样鉴定，赔偿该怎样执行等一系列问题，污染者负担原则又怎样有效落实？开展环境污染损害鉴定评估工作，将污染修复与生态恢复费用纳入环境损害赔偿范围，科学、合理确定损害赔偿数额与行政罚款数额，建立以环境损害鉴定为技术支撑，以经济手段和法律手段为主体的综合环境监管制度，使环境行政处罚与污染者造成的实际环境损害、获取的收益挂钩，更有助于推动环境行政管理从粗放型向精细化转变，有助于推动环境责任保险、绿色信贷、生态补偿等环境经济政策体系的创新，有助于加快环境风险防范、环境应急处置等环境行政管理水平的提升。
3.开展环境污染损害鉴定评估是维护合法环境权益的现实需要
随着人们环境权益意识的日益增强，环境争议问题越来越多，社会各界对环境污染损害鉴定评估的规范化管理投以了极大的关注，迫切需要建立科学、客观的环境污染损害鉴定评估制度和机制。2013年6月《最高人民法院、最高人民检察院关于办理环境污染刑事案件适用法律若干问题的解释》实施《关于办理环境污染刑事案件适用法律若干问题的解释》，细化了对污染环境违法行为的认定，降低了污染伤害定罪条件，有力加大了对污染环境行为的打击力度。在环境污染违法案件的处理中，依法、科学评估污染造成的人身伤害、经济损失和资源损失，同时有效地评估和防范环境风险，为环境污染责任赔偿依据，是保护污染受害者合法权益的重要前提。开展环境污染损害鉴定评估工作，研究建立环境污染损害鉴定评估技术规范和工作机制，可以为司法机关受理、审理和判决环境污染案件提供专业技术支持，建立健全职责明确、机制清晰、运转顺畅的环境司法工作体系，从而明确政府、企业和公众各自应当承担的法律责任，切实维护各方合法环境权益。
二、环境污染损害鉴定评估的发展现状
1．国外实践经验
发达国家环境污染损害鉴定评估起步较早，并随着实践和认识的深入而逐渐成熟。美国早在上世纪20年代，就已经开始认识并控制污染损害的后果，开展了“自然资源损害评估”（简称：NR-DA）；欧盟在吸收美国经验的基础上，自2004年起实行《欧盟环境责任指令》（简称：ELD）；日本也建立了公害鉴定机制，并颁布了《公害纠纷处理法》。当前，在发达国家已经形成了制度较为完善、方法较为先进、程序较为成熟的环境污染损害鉴定评估体系，对石油泄漏、废弃矿场修复、有机化学污染等多种案例进行了鉴定评估，对其环境公益权益保障、生态环境恢复以及环境司法体系完善起到了积极的作用。
2．国内发展现状
国家环保部通过地方试点，持续推进环境污染损害鉴定评估相关技术、制度及程序等方面的研究，但由于我国环境污染损害鉴定评估工作开展较晚，环境损害评估制度体系在法律法规、技术导则和工作机制方面都面临不足，没有针对环境污染责任的系统立法。在国家首批7个试点省市中，重庆、昆明两市在试点推行的过程中，形成了一些值得借鉴的有益经验。昆明市早在2010年就先行先试，率先开展环境污染损害鉴定评估工作，2011年纳入国家试点。近年来，昆明市推动建立了“环境保护执法联席会议制度”，通过建立环境污染损害鉴定评估制度，初步形成了运用行政和司法手段“双轨制”对环境违法案件进行查处的格局，有效遏制了跨流域、跨地域的环境污染事件。在机构设置和制度建设方面，昆明市依托市环科院成立了昆明市环境污染损害鉴定评估中心，评估中心获云南省司法厅批准成立昆明环境污染损害司法鉴定中心，取得《司法鉴定许可证》及司法鉴定人执业资格证。昆明市政府成立了“昆明市环境公益诉讼救济专项资金”，推动环境公益诉讼开展。自2009年开展首例环境公益诉讼案例以来，“鉴定评估中心”共处理案件17起，发出鉴定意见书14份。其中，《昆明市环境保护局诉昆明三农农牧、羊甫联合牧业有限公司环境公益诉讼案》，是云南省首例环境公益诉讼案件，也是全国2011年度人民法院十大典型案件，被国内有关专家评为“开了行政机关提起环境民事公益诉讼的先河，开辟了让排污单位承担污染损害责任的一条新途径。”重庆市依照国家环保部试点工作方案，成立专门机构。2012年依照“分工明确、各有侧重、相互支撑”的思路，分别在市环科院、市环境监测中心和市环境工程评估中心成立了环境污染损害司法鉴定中心、环境污染损害鉴定技术中心和环境污染损害鉴定评估中心，分工合作，建立起内部的信息共享与联动机制以及对外沟通协调机制。2012年4月，重庆市环境污染损害司法鉴定中心取得司法鉴定资质，市环科院25名高级专业技术人员也同时被批准在核准范围内开展鉴定评估。重庆市渝北、万州区法院也挂牌成立了环境保护审判庭。2012年重庆市环境污染损害鉴定评估中心完成了对非法向河流倾倒危险废物等6个环境污染事件的损害鉴定评估工作，通过法庭审判形成了较大社会影响。
三、深圳开展环境污染损害鉴定评估面临的主要问题
1.尚未建立专门的环境污染损害鉴定评估机构
环境事件处理处置中的鉴定评估工作机制没有建立，也没有专门的鉴定评估机构，更没有针对鉴定评估活动的监管措施。
2.缺少可操作性环境污染损害鉴定评估方法和标准
目前，2011年国家环保部颁布的《环境污染损害数额计算推荐方法（第I版）》，是指导性的，可操作性不强，未结合具体环境污染特征，明确评估对象与内容，环境损害采用的标准主要是环评方面的标准，这类标准与环境污染损害鉴定评估的要求相差甚远，环境损害评估对人体、生物和环境的短期、中长期影响的作用机理、损害情况等缺乏权威评价方法和标准，对环境污染对人体和环境的损害进行评估。
3.环境污染损害鉴定评估工作保障的缺失
首先，缺少开展环境污染损害鉴定评估的相关制度保障；其次，缺少技术保障，环境污染损害鉴定评估需要评估人员的专业技术水平和监测机构实施有效的应急监测，然而由于应急监测主要是根据环境污染事件的污染特征，对相应污染因子进行监测，这些污染因子往往不是监测机构的常规监测因子。需研究针对新型环境问题的监测技术和评估技术；最后，缺少经费保障。鉴定评估费用尚无收费标准，费用收取来源也尚未明确，再加上环境污染损害鉴定评估工作具有公益性，其工作性质及要求决定了损害鉴定评估工作实施过程中的成本相对较高。
4.环境污染损害评估不完善无法与现行司法制度的衔接
借鉴重庆、昆明两市的鉴定评估工作经验来看，即使环境损害鉴定评估机构和相关人员的资质已经得到了司法部门的认可，然而从具体案例来看，评估结果要作为有效的司法证据，往往难以完全达到司法部门的要求。主要体现在以下几个方面：首先，鉴定评估过程的合法性。鉴定评估的应急监测必须适应从单纯的环境监测到从事证据采集工作的转变，工作人员资质、实施流程和操作规范等，都必须按照司法部门要求进行重新整合和规范；其次，鉴定评估方法的合法性。由于环境污染损害鉴定评估尤其是中长期影响的评估方法和相关规范在国家层面都尚未有权威的标准，评估结果自身的科学性、权威性相对不足；对违法行为与损害事实尤其是长期性、累积性损害之间的因果联系的认定，难以达到司法机关的要求；最后，环境应急与留取证据的矛盾问题。环境污染应急要求及时对污染泄露进行应急处置，防止损害扩大化，而司法部门对犯罪证据的保留又有相应要求，这就要求鉴定评估必须及时、规范，及时收集证据并且收集的证据可以在法庭上被采纳。
四、深圳推进环境污染损害鉴定评估工作的建议
1.推动环境损害鉴定评估机构的建设
结合我市实际，参照重庆、昆明等试点省市做法，现阶段以环保系统内部的科研单位、监测机构等为依托，联合组建专门的环境污染损害鉴定评估机构，明确其职责，接受政府相关部门、社会性及人民法院委托的环境损害评估鉴定任务。同时，按照司法鉴定资质的申请要求，开展专业技术人员司法培训，在条件成熟时，向司法部门进行申请，对环境污染损害鉴定评估机构实施统一的司法鉴定资质管理，使评估中心成为具有我市和区域内环境损害评估和司法鉴定资质的权威单位。
2.加快推进环境损害赔偿制度体系建设
根据国家试点要求，结合深圳实际，建立完整的环境损害赔偿制度体系，应当包括以下方面：一是建立环境损害责任认定制度和环境损害鉴定制度，为环境损害赔偿提供技术支持；二是建立环境公益诉讼制度，扩大环境损害追诉主体；三是全面推行环境污染责任保险制度，有效分担和防控环境风险；四是探索建立环境损害赔偿基金，实施对无法确认责任主体的环境损害社会救济。同时加强与国家、省相关环保部门的工作衔接，建立环境污染损害鉴定评估上下联动机制；加强与公检法等司法机关的联系协作，推动损害鉴定结论司法化进程。
3.开展环境污染损害相关技术规范和评估方法研究
融合国内外先进经验，在国家环保部指导意见的基础上，结合深圳特点，加快相关技术规范的研究和论证，构建一套科学的环境污染损害鉴定评估的工作程序、评估方式、认定原则、评估指标体系、方法标准和技术规范，形成完善的损害鉴定评估框架和工作机制。
4.做好相关环境污染案例损害鉴定评估
关键词 非点源污染；博弈论；公地悲剧；排污权交易；政府监管
中图分类号 F205文献标识码 A文章编号 1002-2104(2011)08-0142-05doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.08.023
自20世纪70年代以来，中国水环境形势日益严峻，主要水污染物排放总量明显超过环境容量，一些地区已经出现“有河皆干、有水皆污”的现象。2010年2月公布的第一次全国污染源普查显示，农业污染源是水环境的一个主要破坏者，其化学耗氧量（COD）的排放明显多于工业源，因此，如何有效控制农业非点源污染已成为当务之急。我国目前对农业非点源污染控制的研究主要侧重于技术层面，而从博弈论的视角来探讨这个问题还鲜见报道。
1 文献综述
随着各国政府对工业和城市生活污水等污染的重视，点源污染在包括我国在内的许多国家得到了有效的控制和治理，而非点源污染，由于涉及范围广、控制难度大，目前已成为影响水体质量的重要污染源。非点源污染的概念是相对点源来定义的，点源污染即废水（包括工业污染源和生活污染源产生的工业废水和城市生活污染水）通过排水管道等途径直接进入受纳水体引起的污染［1］，具有易于识别和治理的特点。非点源污染是指在降雨径流的冲刷和淋容作用下，大气、地面和土壤中的溶解性或固体污染物质（如大气悬浮物，城市垃圾，农田、土壤中的化肥、农药、重金属，以及其他有毒、有害物质等）进入江河、湖泊、水库和海洋等水体而造成的水环境污染［2］。广义上，非点源污染包括城市非点源和农业非点源污染；狭义上，专指农业非点源污染。本文主要讨论农业生产行为中，因不合理利用土地、盲目使用化肥农药以及畜禽养殖超标排污等行为而导致的水环境污染，故采用狭义的概念。
早在上世纪60年代国外学者就开始了对非点源污染问题的研究，逐步探索非点源污染物在地表、地下水体中的负荷及影响［3］。另外，国外在农业非点源污染控制的政策研究方面，运用经济学模型进行微观分析的研究成果也较多，其中有许多在实践中已得到了成功的实施，例如美国《联邦水污染控制法》倡导以土地利用方式合理化为基础的“最佳管理措施”（Best Management Practices， BMPs）；奥地利政府为促进农业生产中合理、有效地施肥，从1986年开始征收化肥费；美国科罗拉多州Dillon水库磷污染治理的过程中，应用了点源与非点源污染交易计划［4］等等。
我国非点源污染研究始于80年代，研究内容主要涉及非点源污染负荷模型的计算与评价、污染削减控制技术、GIS模拟研究等方面［5］。基于大量的河流、湖泊、水库富营养化调查和水质规划资料，科研人员经过20多年的研究，已经在控制农业非点源污染的技术上取得了很多成果，如测土配方施肥技术、生态拦截技术、畜禽养殖中的干湿分离技术等等［6］。
但实际从上世纪90年代末，学者们才开始关注非点源污染的政策研究，例如操家顺等提出点源与非点源排污交易政策，即允许用非点源控制方法代替点源的进一步控制［7］；张巍、王学军等对非点源与点源之间的排污交易进行了多层次的分析［8-9］，如利用概率约束模型，在环境目标的约束下，探讨点源与非点源排污交易等经济激励政策；王晓燕、曹利平从正外部的补贴、对减少负外部的补贴及产品价格补贴等方面，对补贴对象、资金来源和补贴额度等方面进行探讨［10］；另外，中国环境与发展国家合作委员会（简称国合会：CCICED）于2004年完成的《控制中国农业面源污染的政策建议》从政策角度较为详细的对非点源污染控制、治理进行了指导。
基于前人的研究，本文着重以博弈论的视角分析非点源污染控制及监管。文章第二部分分析了“公敌悲剧”现象下的非点源污染制造者之间的博弈格局，提出以“集体表现”形式作为管理非点源污染的前提假设。第三部分的市场交易模型，是基于总量控制下的成本最优化分析，进一步验证单纯依靠点源治理来达到一定环境目标，其效率远低于通过市场的排污权交易。自然资源与环境价值评估是当前环境经济学的研究热点［11-12］，其源于资源、环境的稀缺性以及对人的有用性，文章第四部分的政府监督博弈模型，将环境的评估价值作为非点源制造者在行为决策时的一个重要因素，同时结合环境治理中的奖惩机制分析对非点源污染控制的影响，这在运用博弈理论分析环境问题的研究中还很少涉及。
张蔚文等：基于博弈论的非点源污染控制模型探讨
中国人口•资源与环境 2011年 第8期2 非点源制造者的博弈格局
Garrett Hardin在公地悲剧［13］中设置了这样一个场景：一群牧民一同在一块公共草场放牧。一个牧民想多养一只羊增加个人收益，虽然他明知草场上羊的数量已经太多了，再增加羊的数目，将使草场的质量下降。牧民将如何取舍？如果每人都从自己私利出发，肯定会选择多养羊获取收益，因为草场退化的代价由大家负担。每一位牧民都如此思考，“公地悲剧”就上演了――草场持续退化，直至无法养羊，最终导致所有牧民破产。
假设市场上只有A、B两个非点源污染制造者，存在完全信息静态博弈，双方都自觉“治污”时的成本分别为CA、CB，双方都选择“不治污”时的成本为0，不考虑排污者对环境的评估价值，由于治污成本必定大于0，则存在CA>0，CB>0。构造收益矩阵如表1所示，最终得到唯一纳什均衡的解为（0，0），策略组合为（不治污，不治污）。另外，相对于点源污染，非点源的发生具有随机性、间歇性、复杂性等特点［14］，诸多的不确定性使得个体对污染的贡献度难以辨别，因此，非点源污染的制造者之间以及与监管者之间存在严重的信息不对称性。这种情况下，博弈各方在生产行为中更容易出现“多放羊”的局面。由此，推广至多方污染排放者博弈，水环境资源具有公共品性质，各参与者为了私利，致使水环境负荷超出了自我净化的能力，水环境严重恶化。
以太湖为例，近年来，太湖流域经济快速发展、人口大量聚集，污染物排放量不断增加，流域内主要河道和湖区的水质遭到严重破坏，水体富营养化问题突出，“公地悲剧”现象凸现。从已有研究来看，太湖流域针对点源污染治理的“零点行动”未能使水环境污染状况得到明显改善，其中非点源污染的贡献就是影响水质改善的重要因素之一［15］；李恒鹏等采用遥感与GIS方法，对占太湖入湖水量50%的浙西水利分区农业面源污染进行估算，分析得出非点源污染在太湖流域地面水环境污染中占有相当大的份额［16］。
从国内运用博弈理论分析水环境污染问题的研究来看，大多数文献并没有将点源与非点源污染对环境破坏的异质性区分开来，涉及非点源污染的文献少之又少。本文针对非点源发生的特点以及排污者个体贡献度问题，假设从集体表现的角度去设计政策，建立一个在集体监督和执行基础之上的环境税或补贴机制［17-18］。通过集体监督执行的制度安排来解决集体道德风险问题，其基本思想就是：仅仅观察排水处的污染情况，当非点源污染对总污染的削减量达到一定标准时，集体里的每一个人都可以得到补贴；如果排污削减达不到标准时，每个人将被课以罚金或税收，金额等于治理超出标准外污染物的成本。这样，将人的个体努力与总的污染控制产出目标相联系，就可以将非点源污染的控制等同于点源污染的控制，不同的是，非点源治理的责任由集体中所有人共同承担。这一假设正是本文以下两个模型展开、分析的基础，对于市场博弈模型中的点源与非点源之间的排污权交易，该假设侧重于集体监督和执行的概念，即制造点源污染的企业与农业非点源制造的集体之间进行交易，由于我国农村土地的集体所有制性质，在一定程度上也验证了该假设的准确性；而对于政府监督博弈模型，该假设更侧重于集体监督和执行基础之上的奖惩机制。
3 非点源污染控制的市场博弈模型
在传统的水环境污染治理中，农业生产活动所带来的污染一直被忽略，点源（企业）要完成所有的污染物削减目标。但受污水处理技术、相关设备成本和企业自身规模的限制，点源污染削减空间有一定的限度，达到一定程度时，提高环境目标，其边际削减成本也会急速增大，这会影响到企业自身的发展。随着非点源受到越来越多的关注和研究，非点源污染在控制技术和可行性研究上已趋于成熟，并且削减成本在一定范围内也低于点源污染削减成本，日本琵琶湖治理过程证明，削减非点源磷的费用仅为点源治理的1/6［19］。
排污权交易，即先在指定区域内，设定污染物削减总量不低于一定量Q0，该区域内部各污染源之间（包括点源-点源、点源-非点源、非点源-非点源）可以通过购买方式相互交换排污权指标，排污指标的初始分配有无偿、有偿两种方式。一般来说，当总体污染水平不变而边际削减成本存在异质性、减污难易程度不同时，基于市场的机制将比其他工具更为有效。假设总削减目标既定，以总削减成本最小为目标，不考虑双方交易费用，彼此的边际削减成本是透明的，如图1所示，反映的是非点源边际污染削减成本总是小于点源时的排污交易效率。
Q0≤Qn+Qp其中Q0为削减排污量目标，Qn、Qp分别为非点源削减排污量和点源削减排污量。图1中，传统治污模式下的Q0完全由点源污染承担，总的排污削减成本为ODQ0区域，由于点源与非点源削减成本的异质性，非点源相对点源有削减成本的优势，在污染削减总量既定的条件下，市场上排污双方有交易的可能，两者要达成均衡条件为：Qn+Qp=Q0
trading and the traditional mode削减成本与非点源边际削减成本相等，同时两者的排污削减量为Q0，此时达到成本最优。点源和非点源削减成本分别为OBQp、OCQn区域，由于参与者双方成本函数相差很大，因此相对于点源完全承担削减总量的成本，交易后的削减总成本明显下降。
4 非点源控制的政府监督博弈模型
水资源拥有公共物品的性质，必须有政府的干预才可能提高效率。在非点源污染治理过程中，政府和非点源排污集体构成排污博弈事件中的两个参与人。政府为维护自身声誉设法控制水污染的形势，排污者因考虑自身生产成本缺少治污的经济动力。假设政府监督管理成本为m，因采取非点源污染监管所获得的声誉增加值为r，相反若政府不采取对污染的控制监管措施则声誉值降低r；非点源污染排放达标时的治理成本为c，同时若非点源污染削减总量高于合约规定的额度时，非点源排污集体还可以得到由政府给予的环境治理补贴，金额为s，相反，若非点源排污量超标，该集体应受到治理不当的惩罚，需缴纳t数额的罚金，即环境税。另外，考虑到水资源对公众（包括非点源污染制造者）的环境价值，设水环境评估价值为e，即超标排放会导致水环境的价值损失e，但由于环境价值评估的主观性，当环境状况改善时，公众不能立刻作出新的评估，因此排污达标时不考虑环境价值的增加值。
对支付矩阵分析可知，该博弈图不存在纯策略的纳什均衡，现在从定义出发求混合策略的纳什均衡解。设非点源集体排污超标的概率为x，达标的概率为（1-x）；政府监管的概率为y，不监管的概率为（1-y），x，y分别满足0x1，0y1。
非点源排污者的期望效用函数为：
当y＜(c-e)/(t+s)时，U/x＞0，即当政府选择监管的概率小于一定值时，其期望效用与超标排放概率成正向关系，非点源制造者倾向于选择超标排放；相反地，当y＞(c-e)/(t+s)时，U/x＜0，非点源排污者更倾向于选择治理污染，达标排放；当y=(c-e)/(t+s)，排污者对排污与否持无所谓态度。
对y进行分析，y/c＞0，即政府对水环境的监管概率与非点源治污的成本呈正相关关系，即非点源污染的治理成本越高，排污者基于内在经济动力越倾向于超标排污，此时，政府也越倾向于采取监管措施；另外，分析结果还有y/e＜0，y/t＜0,y/s＜0,从这三个式子可以看到，政府对水环境监管概率与水环境的评估价值、超标排污的罚金（环境税）以及环境补贴的金额呈负相关。水环境的价值评估可以通过调查非点源排放者的支付意愿来获得，在此，非点源排污者对环境评估的价值越高，政府倾向于降低监管的概率；若非点源污染排放超标时，政府对排污集体征收的环境税罚金t金额越高，处罚力度的越大，政府监管的概率越低；若非点源排污集体积极治理污染，使得排放达标，获得相应的补贴金额s越高，政府也会降低监管的概率。
政府的期望效用函数为：
对y求偏导得，V/y=x(t+s+r)-(m+s-r)，令其偏导等于0，即有：x=(m+s-r)/(t+s+r)。
当x＜(m+s-r)/(t+s+r)时，V/y＜0，政府部门对水环境倾向于不监管；当x＞(m+s-r)/(t+s+r)时，V/y＞0，政府部门针对水环境的污染倾向于采取监管措施；当x=(m+s-r)/(t+s+r)时，政府对是否采取监管措施持无所谓态度。
对x进行分析，x/m＞0，即非点源排污集体超标排污的概率与政府部门监管成本呈正相关关系，政府部门为保护水环境而采取的监管、监测成本越高，则非点源排污集体超标排污的概率越大；另外，对x的分析结果还有x/t＜0，x/r＜0,从这两个式子可以看出，排污者超标排污的概率与超标排污罚金的金额t以及政府的声誉变动值r呈负相关，即政府部门对超标排放的惩罚金额越高，排污者超标排放的概率越低；如果政府因不采取监管措施（或采取监管措施）而失去（增加）公众对政府的信任，政府部门声誉变动值r越大，排污者越倾向于降低超标排污的概率。由于x/s=(t-m+2r)/(t+s+r)2，其正负号由超标排污的罚金t，政府监管成本m及政府声誉变动值r共同决定，在此不作详细的讨论。
5 结 论
本文从著名的公地悲剧现象出发，分析了非点源污染制造者之间的博弈格局，提出以“集体表现”的形式对非点源污染进行管理和控制，该假设也是市场及政府监督模型的前提条件。在市场博弈中，非点源污染在削减成本上具有相对优势，加之点源污染治理受治污技术、成本的限制，假定排污削减目标一定的情况下，以成本最优的原则进行点源-非点源排污权交易是可行且有效率的；政府监管模型下的混合博弈结果显示，合理的环境补贴和惩罚机制能够保证政府监管的有效性，政府对自身声誉及公众形象的重视及维护也会降低非点源污染发生的概率，从非点源污染制造者的角度，公众对自然资源与环境价值的认可，非点源制造者超标排放的概率也会降低。
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Modeling Nonpoint Source Pollution Control from the View of Game Theory
ZHANG Wei-wen1 LIU Fei1 WANG Xin-yan2
（1-College of Public Administration，Zhejiang University, Hangzhou Zhejiang 310029, China;
2-Graduate School of Agriculture, Kyoto University, Kyoto 606-8225,Japan）
关键词：跨界环境污染；环境治理；外部性；长江流域；博弈分析；帕累托最优；公地悲剧；纳什均衡
中图分类号：F205 文献标识码：A 文章编号：1007-2101（2016）05-0096-06
一、引言
1978年以来，中国经济以年增长9%的速度创造了经济“奇迹”的同时，也给环境带来了极大的压力。欧美发达国家近200年工业化进程中分阶段出现的环境污染问题在中国短短30多年的工业化过程中集中出现。2012年美国耶鲁大学和哥伦比亚大学科学家联合的全球163个国家和地区的环境绩效排名显示，中国排在第116位；2013年亚洲开发银行和清华大学联合的《中华人民共和国国家环境分析》报告显示，中国500个大型城市中只有不到1%的城市达到世界卫生组织空气质量标准[1]。环境问题已成为中国政府关注的重点，党的十提出了“建设美丽中国”和“生态文明建设”等重要发展思路。
由于环境污染所具有的外部性和我国行政区域的划分，使得我国环境恶化程度的加深突出表现在各行政管辖区之间跨界环境纠纷的增加上，如何对跨界环境污染进行有效规制，始终是环境污染治理的一个重要问题。在缺乏有效监管状况下，一些地区会采取“搭便车”的行为将不易监测的环境污染跨界转移出去。大多数地区都有可能采取机会主义方式逃避本应由自己承担的环境污染治理成本，从而将成本外部化，即环境责任规避。这种现象充分揭示了由个体理性与集体理性的冲突所带来的公共事务治理困境。
d’Arge[2]和Rueff[3]较早关注了环境的跨界污染问题，而早期的相关研究主要集中在探讨不同国家之间对跨界水污染、大气污染以及固体废弃物污染等方面的国际合作方案上，建立相应的激励机制促成合作是研究的核心问题，基本上是围绕跨界环境污染治理博弈展开的[4][5][6][7]；Laijun Zhao，et al.[8]通过构建包括政府和居民在内的典型的Stackelberg博弈模型，提出了一种考虑流域结构的转移税（Model of Transfer Tax，MTT），MTT可用来计算一个地区最佳的污染物转移税率，同时也认为转让税率可作为生态补偿标准，加强区域减排合作，实现整个流域的减排成本最小。国内关于跨界环境污染的研究更多是集中在验证PHH理论，而理论研究主要集中于跨界水污染治理的政策研究方面[9][10]；关于如何解决流域跨界环境污染问题，主要有三种方式：一是建立强有力的流域管理机构[11]；二是建立合理的水权分配原则和水权交易系统[12]；三是采取部分市场化实现水资源配置的“准市场”方案[13]。
笔者采用博弈论分析工具构建跨地区地方政府环境污染治理投资的博弈模型，从理论上分析地方政府基于自身利益最大化的行为选择与全局利益最大化最优选择的利益冲突；随后以长江的地方政府的环境污染治理博弈为例，对理论分析结论进行经验分析，探讨造成我国环境治理困难的影响因素，最后就此提出政策建议。
三、地方政府跨界污染治理的经验分析――以长江流域为例
跨流域水污染是最典型的跨界环境污染形式，基于长江流域每次发生水污染事故，大抵都要引起区域性的紧张。某种意义上，此类事故也许天生就具备某种“广泛性”和“超越性”。本部分以我国长江流域跨界水污染治理为例对博弈理论分析的结果进行实证分析，以期更客观地分析我国地方政府的跨界环境污染和治理问题。
（一）长江流域水污染概况
长江发源于青藏高原唐古拉山脉主峰、海拔6 221米的各拉丹冬雪山西南侧，流经青海、、云南、四川、重庆、湖北、湖南、江西、安徽、浙江、江苏、上海等多个省、市、自治区，在崇明岛以东注入东海，全长6 300公里。长江流域的水质状况如表1所示。
通过表1的数据可知，近10年来，全国流域的水质状况逐渐好转，这说明在中央政府一再强调生态环境保护和流域治理的重要性并不断通过立法和出台强制性法规来加大流域治理力度的背景下，中国流域生态环境恶化的状况得到了一定的改善，但整体水质仍为中度污染水平，还没有得到根本性的改善，有待进一步的治理[15]。长江流域的水质状况好于全国其他流域的水质状况。2004―2010年全流域水质优于Ⅲ类的比例不断上升，但在2011年整个流域的水质出现下降，之后有所上升，到达最好水平，而省域断面的水质状况在2010年之前一直优于全长江流域的水质状况，但在2011年之后，省域断面的水质状况不断下降，远差于前几年的水质水平，2011年省域断面水质优于Ⅲ类的比例仅为78.7%，远低于2010年的95%，这也直接造成了长江全流域的水质优于Ⅲ类的比例为80.9%。
另外，通过表1还可知，在2011年之后，长江流域域断面水质优于Ⅲ类的比例低于全流域水质优于Ⅲ类的比例，这表明长江流域的地方政府更倾向于将重污染企业设置在两地的交界处，将水污染物排污的外部成本转嫁到处于本地区流域下游的地区。其原因是我国的环保体制为属地管理，也就是说环境执法不能跨界，这使得交界处带来的水污染责任难以确定。位于上游的地方政府这样的行为选择，不仅可以将有限的环境治理资金用于其他能够更好的产生经济效益的项目中，还可以通过污染企业的税收以创造更多的GDP和财政收入。
（二）长江流域各省水污染治理状况分析
本文借鉴赵琳等[16]对长江经济带的划分，选取四川、重庆、湖南、湖北、江西、安徽、浙江、江苏、上海等9个省级地方政府的环境治理状况进行分析。表2显示了9个省级地方政府2010―2012年环境治理投资占GDP的比重和环境治理投资在环境基建和工业污染治理两方面的使用比重。
通过表2可知，长江流域各省的环境治理投资占GDP的比重大部分低于全国水平，各省在创造较高GDP的同时，对环境治理的投资相对不足，而长江流域各省市的环境治理投资更多的是用在了城市环境基础设施建设方面，这是因为城市环境基础设施建设能够改善地区投资环境，争取到更多的经济投资从而带来GDP的增加和财政收入的增长；而在工业污染治理方面的投入比例则非常低，特别是在2011年和2012年，长江流域各省在城市环境基础设施方面的平均投资比重高于全国水平，而工业污染治理的平均投资比重低于全国水平。
通过对长江流域各省环境治理投资的分析，可以得到有限理性的地方政府的行为选择偏好为：地方政府基于自身效用最大化的选择是不断加大对能够直接带来政绩和投资项目的城市环境基础建设方面的投入，从而提高地区的GDP和财政收入水平。但诸如城市排水投入、园林绿化投入和市容卫生环境投入等城市环境基础建设投入是无法从根本上改善环境质量的。他们对于明显具有正外部性的工业污染治理方面则选择搭便车。也就是说地方政府基于自身效用最大化的行为选择无法实现整体效用的最大化，这与本文第三部分博弈分析的结果一致。
除上述原因外，审计署于2009年10月28日的“三河三湖”水污染防治绩效审计调查结果中还列举了三条水污染治理中的不规范情况：一是挪用和虚报多领水污染防治资金5.15亿元；二是少征、挪用和截留污水处理费及排污费36.53亿元；三是水污染防治资产闲置和部分污水处理厂实际处理能力未达到设计要求。由此我们也可以认为在我国其他领域的环境污染治理中同样会存在这三种状况，这又进一步降低了环境治理投入的效率。
通过对长江流域水污染和治理的分析，可以发现我国地方政府在环境污染合作治理的障碍主要有：一是地方保护主义。以GDP为核心的政绩考核制度、地方政府的双重身份和有限理性滋生了地方保护主义，作为理性经济人的地方政府在双重身份的权衡中通常会偏向地方利益，使得许多地方政府理所当然的采用行政手段干预环境治理，各种“土政策”“开绿灯”和“行方便”大行其道，几乎不会主动地对地方经济做出巨大“贡献”的污染企业整改或者关停，更有部分地方政府为降低本地区的环境治理投入而将污染转嫁到其他地区，造成更加严重的污染事故。二是跨界环境保护体系权限模糊，无法形成有效的管理。以长江流域水环境保护为例，虽然设立了长江流域管理机构，但这些机构基本上无权过问地方政府的行政及经济事务，其主要任务是编制流域水资源的利用规划。在这种格局下，各地区的水资源保护和水污染治理问题往往无法做到全流域的统一规划和管理，某些地方政府甚至还会采用一些措施阻挠或者禁止流域管理机构检查其辖区内企业的排污状况，为企业提供特殊保护，纵容其环境违法违规行为。三是跨界环境污染治理缺乏明确的法律依据。中国的《环境保护法》规定了各级人民政府应对本地区环境保护负责，但在处理跨界环境污染治理上基本上是无具体的法律法规可依，这致使地方政府在跨界环境污染治理方面相互推脱、争执不断，造成环境监管部门执法中的盲区，导致经常会出现“公对公，一场空”“谁都该管，谁都管不了”的局面。
四、结论与建议
本文通过构建多地区参与的跨界环境污染治理模型对跨界环境污染治理博弈进行了理论讨论，结果表明：跨界环境污染治理中的纳什均衡状态与帕累托最优状态相背离，两者的背离程度随着参与跨界环境污染治理的地区个数增加而增加。并通过对长江流域7省2市的水污染治理博弈的经验分析进一步验证了理论分析的正确性。因此要实现整体环境质量的提高，就需要每个地区能够真诚合作，特别是经济发达地区要切实承担起环境污染治理责任。
为避免环境治理中出现“囚徒困境”和“公地悲剧”局面，本文建议：
1. 建立基于区域分工与合作的跨区生态补偿体系，争取达到帕累托最优状态。跨区域的生态补偿机制，要将以财政转移支付为主的政府补偿和以民间资本为主的市场补偿方式结合起来，形成“财政转移支付纵横交错，市场补偿穿插其中”的网络式生态补偿体系，以克服政府失灵和市场失灵两方面带来的问题。纵向补偿指的是中央财政以财政转移支付的方式给地方政府提供生态建设专项资金。横向补偿指的是受益区政府或企业向保护区政府或企业支付生态产品的使用费，这里主要是不同区域政府间的财政转移支付。市场补偿是指通过生态产品和服务的交易平台，实现受益区企业和保护区企业和居民自由平等交换，包括受益区企业给保护区居民和企业提供资金补偿、技术援助和项目支持等，相应地保护区居民和企业要给受益区提供优质的生态产品和服务，还包括受益区企业向国家缴纳的环境保护税费等。
2. 明确跨界环境治理产品的产权归属，引入市场机制。生态环境的外部性和公共产品属性以及现阶段在生态服务价值评估和标准确定方面的限制，造成生态环境效益的经济价值准确评估存在较大的困难。因此，需要政府作为公共利益的代表对生态服务进行补偿，但某种程度上政府失灵的存在决定了市场主体参与的必要性。在生态补偿领域适当引入市场机制，利用经济激励手段来促进生态环境保护与建设是必然的发展趋势，市场机制的参与有利于建立公平、高效的生态利益共享及责任分担机制。
3. 加强环境治理和生态保护的监管。一是改进以GDP为核心的政绩考核体系，明确地方政府的工作目标应是包含经济发展和环境保护双重任务的最大化社会福利目标，并逐步提高环境保护的考核比重。只有构建包含生态保护的绿色GDP政绩考核体系，将自然资源使用、生态环境保护和环境破坏指标纳入到政绩考核框架中，才能调节地方政府在经济建设和生态保护之间的选择偏好，增强地方政府生态保护和环境治理的积极性。二是增进环境治理和监管部门的独立性，成立由国务院副总理负责、环保部统一领导的环境治理与监管机构，剥离当前农业系统、林业系统、国土资源系统掌控的有关环境治理职能，实现一个部门统一管理，自下而上垂直领导，打破属地管理，实现跨界环境执法。三是环境评价引入第三方咨询机构，确保环境评估的客观性和透明度，为地方政府、企业和居民提供相应的技术咨询、项目支持、交易辅导等服务。
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关键词：财政分权 地方财政 环境质量
一、 从国外的文献来看，较早的财政分权理论认为，财政分权的程度越高，环境污染越低。Tiebout（1956）利用“用脚投票”理论解释了较高的财政分权体制可以激励地方政府提供更多的公共服务来满足居民的需求从而吸引更多的居民来该辖区居住，其中就包括提供较低的环境污染程度。
近些年来，国外关于财政分权对环境质量影响的研究，结论不一。有学者认为，财政分权使得环境质量提高，而有些学者认为，财政分权使得环境质量降低。从理论研究角度，Kunce and Shogren（2007）认为，分权监管环境会产生“竞次”现象，为了吸引新的商业和创造就业机会，地方政府可能会通过放松环境监管来降低所引进的商业企业的社会成本，促使地方政府放松环境监管标准，导致环境质量下降。Fredriksson et al（2003）认为，地方政府降低环境标准或以其他地区为标杆制定标准是为了吸引投资，增加就业机会或税收等，而环境作为具有显著外部性的公共物品，地方政府很少有动力去关注他们的不作为给周边区域强加的污染成本问题
从实证研究角度看， Potoski（2001）考察了美国《清洁空气法案》颁布前后大气污染状况。在假定地方政府以辖区居民福利最大化为目标时，发现各州之间并不存在明显的税收趋劣竞争现象，甚至有的州环境标准设置在国家水平之上，即表现出“趋优竞争”。 Chirinko and Wilson（2007）认为地方政府针对不同类型的污染会采取不同的污染治理策略，即类似“骑跷跷板”
二、 国外文献基本是针对财政联邦制下，地方政府具有独立的税率决定权的财政分权行为进行研究的，而我国地方政府并不具备独立的税率决定权。不同于西方国家的财政分权，中国的财政分权伴随着政治集权，晋升激励使得地方政府官员有非常强的（政治）动力促进地方经济快速发展。中国地方政府的治理模式是“自上而下”的“标尺竞争”，即地方政府更多的只需要对中央政府负责，中央政府通过以GDP为主导的考核机制对地方政府进行考评。在中国，中央政府拥有绝对的权威任命地方官员，因而有能力奖惩地方官员的行为，那么中国式财政分权对环境污染的影响又是怎样的呢？国内专门作中国式财政分权对环境影响的研究主要分为理论研究和实证研究两个方面。
从理论研究的角度看，对于财政分权与环境污染之间的关系，几乎国内外所有学者都主要从财政分权对地方政府行为产生的影响这一角度进行理论分析。而以钱颖一（1997）为代表学者则指出传统理论中对于政府官员的假设是存在问题的，政府官员也会为了寻求自身的利益而做出与辖区居民的愿望相违背的决策。就环境质量来说，如果缺乏一套激励相容的制度，地方政府政府官员就会从自身利益最大化的角度出发为辖区内的居民提供最低标准的环境质量。因此，从理论分析而言，地方政府对于环境治理与污染控制的动机是存在不足的。蔡昉，都阳，王美艳；（2008）认为，中国的环境问题是由粗放式经济发展模式导致的，而这种发展模式又源于“中国式分权”下的政府行为。地方政府是否有足够的激励，牺牲短期的增长以换取长期的可持续发展？特别是，中国改革以来的高速经济增长，在很大程度上是靠地方政府追求GDP及其带来的财政收入推动的，节能减排要求是否与地方政府的动机激励相容，是任何有关政策能否有效的关键。周业安等（2004）认为，中国式分权和基于经济增长的政绩考核体制导致地方政府为了吸引外部资源展开互攀式竞争，虽然对经济发展起到积极的推动作用，却使得地方政府对改善环境的偏好不断降低，带来的是环境质量的不断下降。张凌云，齐晔（2010）分析了作为“理性人”的政府，在面临政治激励（政绩考核下的经济发展动力）和财政约束（地方政府财税压力大）下的环境监管困境，只是没有对相应的理论进行实证检验。
总之，从理论上分析，大多数研究结论都认为财政分权与污染量排放存在负激励。
从实证研究的角度看，李永友、沈坤荣（2008）对我国污染控制政策的减排效果进行了系统研究，并同时考察了公众环保诉求、邻近辖区污染控制策略以及中央政府的污染控制行为等因素的效应，得出了一些有价值的结论。杨海生等（2008）则利用空间计量模型对我国地方政府间环境政策竞争进行了实证检验，并得出地方政府间环境政策存在明显的相互攀比式竞争，即周边省份环境治理投入多，本辖区投入也多；周边省份监管弱，本辖区环境监管也弱的结论。杨瑞龙、章泉（2007）实证检验了中国的财政分权对环境质量的影响，得出财政分权度越高，环境质量越差，验证了财政分权可能导致地方政府降低环境保护的努力。张克中，王娟，崔小勇（2011）从碳排放的角度，利用1998—2008年省级面板数据分析了财政分权与环境污染的关系。研究发现，财政分权与碳排放存在正相关关系，分权度的提高不利于碳排放量的减少，这说明财政分权可能会降低地方政府对碳排放管制的努力，财政分权导致碳排放增加的影响途径主要是第二，第三产业。洪璐，彭川宇（2009）从中央政府与地方政府总收益函数分析出发，指出中央政府与地方政府在地方政府环境治理、财政支出比例选择上存在的差异；运用混合战略博弈模型对中央政府与地方政府博弈行为进行分析，得出地方政府执行环境政策的最优概率及中央政府对地方政府环境政策执行情况进行监督的最优概率。
总之，从国内文献的研究来看，基本上还是认为，财政分权加大了地方环境污染。但是，研究越来越细致。如把环境污染的种类再细分，发现财政分权对不同污染物的影响是不同的。闫文娟，钟茂初（2012）利用1999——2008年省级面板数据进行实证检验，发现中国式财政分权确实增加了外溢性公共物品（如废水）以及覆盖全国的纯污染公共物品（如二氧化硫）的污染排放强度，但并没有增加地方污染公共物品（如固体废弃物）的污染排放强度。由此得出结论，财政分权对不同性质的污染公共品的影响是不一样的。 又如，采用不同的财政分权度量标准，会得出不同的结论。薛刚，潘孝珍（2012）发现，以支出分权度衡量的财政分权指标与污染物排放规模负相关，且实证结果具有稳健性，以收入分权度衡量的财政分权指标与污染物排放规模的关系从实证的角度来讲不确定。此外，针对我国各省区的不同的经济发展水平，有学者提出了新的假说。李猛（2009）考察了财税收入对地方政府环境监管行为的影响，在环境库兹涅茨假说的基础上提出了中国环境污染的新假说， 环境污染程度随着人均地方财政能力水平的提高而持续上升，当人均地方财政能力水平超过倒U型曲线拐点值后，环境污染程度趋于下降，并利用中国省际面板数据进行验证。研究表明，中国环境污染程度与人均地方财政能力之间呈现显著的倒U型曲线关系，现阶段几乎所有省份的人均财政能力与倒U型曲线拐点值相去甚远。面对这种情况，需要中央政府改善财税激励以优化地方政府的环境监管行为，实现经济发展方式的根本转变。
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9 杨海生，陈少凌，周永章：地方政府竞争与环境政策——来自中国省份数据的证据【J】，南方经济，2008，（6）
10闫文娟，钟茂初：中国式财政分权会增加环境污染吗？【J】，财经论丛 2012，（5）
11 杨瑞龙，章泉，周业安：财政分权、公众偏好和环境污染——来自中国省级面板数据的证据【R】，中国人民大学经济学院经济所宏观经济报告， 2007
12 张凌云，齐晔：地方环境监管困境解释——政治激励与财政约束假说【J】，中国行政管理， 2010， （3）
13 崔亚飞，刘小川：中国省级税收竞争与环境污染——基于1998-2006年面板数据的分析【J】，财经研究， 2010， （4）
14洪璐，彭川宇：城市环境治理投入中地方政府与中央政府的博弈分析【J】，城市发展研究，2009（1）
［关键词］排污权交易 外部性 产权理论
环境资源稀缺性的不断提高，越来越受到各国的关注及重视，排污权交易正是基于市场的力量来实现环境资源外部性问题内部化，并充分借助产权理论实现污染总量控制。排污权的初始分配状态是国内外理论界在排污权交易机制中的争论焦点，也是西方经济学中的一个研究热点。排污权初始产权的配置直接影响资源的最优配置与公平分配。
环境问题是我国现今社会必须正确面对的问题。通过美国排污权交易的实践证明，我们可以清楚的看到一个完善的市场经济机制，可以通过市场方法克服环境的外部不经济性。而排污权交易制度的设立是解决环境利用活动经济性的有效途径，排污权交易可以重新分配污染消减责任，降低总量控制的成本，改善环境质量，节省企业减排费用，提高社会整体经济效益。
一、排污权交易的产生及全球发展概况
排污权交易体现了一种环境管理思想，即在满足环境要求的条件下，建立合法的污染物排放权利（简称“排污权”），并允许这种权利像商品一样被买入和卖出，以此来控制污染物的排放，实现环境容量（以下或称“环境容量资源”）的优化配置。其主要思想是建立合法的污染物排放权利（这种权利通常以污染许可证的形式表现），以此对污染物的排放进行控制。排污权交易的前提条件是排放总量控制，一般做法是：政府机构通过技术手段评估出一定区域内环境容量能够容纳的污染物最大排放量，并将最大允许排放量分成若干规定的排放份额，每份排放份额为一份排污权。（图1）
1968年，美国经济学家戴尔斯（J. H. Dales）首次提出了排污权交易的理论设计，同时界定了排污权。在《污染、财富和价格》一文中，戴尔斯提出：让污染的权利像股票一样卖给最高的投标者，政府作为社会的代表和环境资源的所有者，可以出售排放一定污染物的权利（排污配额、排污许可证或排放水平上限等），污染当事人可以从政府手中购买这种权利，或与持有这种污染权的其他当事人彼此交换污染权。面对二氧化硫污染日益严重的显示，1974年，排污权交易被美国联邦环保局（EPA）首先与用于大气污染管理。此后， EPA不断完善排污权的交易制度和准则，最终取得了成功。于是其他国家，如德、澳、英等也纷纷借鉴美国经验实行了排污权交易的相关实践。
二、排污权交易的理论分析
西方经济学曾把环境资源定义为公共资源，但随着科学技术的不断进步，人口的剧增，环境资源逐渐由公共资源变成了稀缺资源，并伴随着产生了经济生产的负外部性问题。美国首创了排污权交易制度，将环境资源转变成商品并将产权理论应用于解决环境资源问题。通过明晰初始产权界定，制定出合理的排污权交易制度，从而有效的控制污染物排放的总量。
1.国外研究综述
（1）外部性理论
外部性理论既是排污权交易的理论基础之一，同时也是环境经济学和制定环境政策的支柱。外部性的概念是由剑桥学派的两位奠基者亨利•西季威克（Henry Sidgwick）和阿尔弗雷德•马歇尔（Alfred Marshall）率先提出的，英国著名经济学家庇古（Pigou）从“公共产品”入手，得出外部性问题具有“不可分割性”，即任何人都不可能排他性的消费公共产品，并在《福利经济学》中进一步研究和完善了外部性问题。西方经济学家对外部性与公共品领域的研究可以归纳如下：1927年兰姆赛（Ramsey）揭示了征收最优产品税的原则。1928年庇古（Pigou）首次针对环境污染问题提出了庇古税的解决方案。在此基础上，萨缪尔逊（Samuelson，1954）解释了公共物品的实质以及提供公共物品的最优准则。1960年科斯（Coase）创造性的提出通过明晰产权，以自愿谈判方式解决由外部性导致的社会成本问题。
（2）产权理论体系
产权理论的形成大致分为两个阶段：第一阶段是20世纪30年代，对正统的微观经济学进行批判性思考，指出市场经济中存在摩擦，即交易费用。第二阶段是50-60年代中期，科斯在分析“外部性”问题时，全面分析了产权明晰化在市场运行中的重要作用，指出产权的功能在于克服外部性，降低社会成本。以科斯在1960年发表的论文《社会成本问题》为代表。
在《社会成本问题》一文中，科斯认为庇古是沿着错误的思路讨论外部性问题的。庇古等福利经济学家对外部性问题没有得出正确的结论，并不简单的在于分析方法上的不足，而是因为福利经济学的方法存在根本缺陷。随后斯蒂格利茨（Stigler）在其《价格理论》一书中首先提出“科斯定理”并加以运用，在70年代~80年代由威廉姆森（Williamson）、诺思（North）、舒尔茨(Schultz)、阿尔钦(Alchian)、德姆塞茨(Demsetz)和张五常（Steven Cheung）等人丰富和发展之后逐步形成新制度经济学理论体系。
科斯（Coase）在《社会成本问题》中首先探讨了产权问题，他认为产权制度是经济运行的根本基础，对资源配置由于根本的影响。所有权、财产权失灵是市场失灵的一个根源；资源配置的外部性是资源主体的权利和义务不对称所导致，市场失灵是由产权界定不明所导致。只要明确界定产权，市场主体间的经济活动就可以有效解决负外部性问题，即通过产权的明确界定可以将外部成本内部化。
登姆塞茨（Demsetz, 1967）在《关于产权的理论》中认为“产权是一种社会工具，其重要性在于事实上它们能帮助一个人形成他与其他人进行交易时的合理预期。”其中很重要的一点是，产权包括一个人或其他人收益或受损的权利，这一认识能很容易地导致产权和外部性之间的密切关系。产权的一个主要功能是导引人们实现将外部性较大地内在化的激励。
阿尔钦（Alchian, 1950）对产权的定义为，“产权是一个社会所强制实施的选择一种经济品的使用的权利”。“社会中的稀缺资源的配置就是对使用资源权利的安排”。他认为产权源于物品的稀缺性及产权排他性的观点，而产权的主要功能就是帮助一个人形成他与其他人进行交易时的预期。
E.G. 菲吕博腾（Furubortn , 1972）和S. 配杰威齐（Pejovich , 1972）在《产权与经济理论：近期文献的一个综述》中提出了产权结构的概念。认为它们的一个共同特征是强调了有关所有权、激励与经济行为的内在联系。要注意的中心点是，产权安排确定了每个人相应于物时的行为规范，每个人都必须遵守他与其他人之间的相互关系，或承担不遵守这种关系的成本，它是一系列用来确定每个人相对于稀缺资源使用时的经济地位和社会关系。
产权是一系列用来确定每个人相对于稀缺资源使用时地位的经济和社会关系，其基本内容包括行动团体对资源的使用权与转让权，以及收入的享用权。从所有权的情况看，产权可分为私有产权、共有产权和国有产权的三种形式。目前我国的排污权交易制度中，产权则应被界定为国有产权。
产权有激励的作用，体现在有效的产权为个人提供了有效使用其财产的激励，也为建立市场信誉机制和引导人们实现外部性内部化提供激励。产权制度的基本功能是为人民提供一个追求长期利益的稳定预期和重复博弈的规则。
（3）产权理论对排污权交易分析
1960年科斯发表《社会成本问题》后西方理论界对排污权交易制度的认识发生了转变。斯蒂格勒（Stigler）把其中的产权思想总结为科斯定理，指出：当市场的交易成本为零时，无论初始产权配置的状态，通过交易总可以达到资源的最优配置。也就是说，初始配置状态不会影响最有效的资源利用方式，供需双方通过交易都可以获得利益（图3）。在确定环境资源的使用权，并允许这种排污权进行市场交易，以此控制污染物的排放总量和降低污染物治理的总体费用，使环境资源的优化配置（即帕累托改进）。（图中MAC表示边际控制成本，MEC表示边际外部成本）
克罗克（Crocker 1966）提出在空气污染控制方面产权手段应用的可能性。戴尔斯（Dales 1968）提出产权分割的概念，认为环境等共有资源是一种商品，政府是该商品的天然所有者。作为环境的所有者，政府可以创建一种环境资源的新产权――“污染权”。并允许这种权利在市场上进行交易，以此来进行污染物排放的总量控制。排污者之间根据其成本效益进行排污权交易。
鲍莫尔（Baumol）和奥茨（Oates）首次从理论上严格证明了戴尔斯和克罗克所设想的结果，提出了许可证交易体系。蒙特格莫里（Montgomery）从理论上证明了基于市场的排污权交易系统明显优于传统的环境治理政策。排污权交易系统的优点是污染治理量可根据治理成本进行变动，这样可以使协调成本最低，并节约大量的成本。这种思想后来被泰坦伯格（Tietenberg）进一步详细说明，认为可以通过对各污染源设置相互独立的排放许可证，并做为污染物浓度单位来衡量环境的被污染情况。
20世纪70年代由美国经济学家杜勒斯（Dules）最早提出排污权交易的基本思想。70年代后期，美国国家环保局制定公布了“总量控制与交易”规则，该规则规定，排污量在《清洁空气法》(QAA)所规定标准之下的企业可以进行有限制的排污许可交易。这就是人们所说的早期的CAA排污权交易项目。该项目确定了排污权交易的四大类政策:抵消(offset ) 政策、泡泡( bubble) 政策、净得(netting) 政策、银行(banking) 政策。
1995年初，美国酸雨计划是世界第一个用来控制空气污染的排污权交易制度，同时这个计划是“总量控制与交易”的最初情况。这个计划不仅实施规模大，其所建立的信息系统也为研究者及时、准确、全面地了解排污权交易实施的状况并开展深入的实证研究提供了条件。因此对排污权交易的研究在近年来可谓洋洋大观。图4所示为美国酸雨计划的控制政策体系图。
2.国内研究综述
由于排污权交易制度在我国属于初期阶段，从产权经济学的角度对排污权交易的研究文献有限，且分析尚不深入。
马中、杜德克（Dudek）、吴健、张建宇、刘淑琴分析了总量控制与排污权交易一体化政策对于环境经济、环境管理、企业管理及宏观经济等领域的意义，并提出了实施总量控制与排污权交易的政策条件。
王小军考察了美国排污权交易的实践工作，入探讨了美国经验及其对我国实施排污权交易的启示。认为排污权交易具有污染控制成本最小、有利于污染物排放量的持续削减、不受经济扩张和通货膨胀影响、更有利于政府进行环境管理等优点。西方国家的排污权交易实施工作有很多可供我们借鉴的地方, 例如其完善的法制基础、多样的交易主体和中介机构、许可证分配方式的多样化、完备的监督管理体制、对时空折算的忽略等。
陈颖（2008）指出，排污许可权交易制度始创美国,应逐步引入我国,在政府的管制下实现其市场化,同时,政府也应该进行其功能定位,使用更多新的行政管理方式管理环境问题和市场问题。
管瑜珍（2005）认为“可交易的排污许可”制度是将环境资源转换为商品并纳入到市场机制的一项环境监管制度。较之传统的“命令――控制”环境监管制度,它具有“成本效益好、灵活性强”的优点,并在实践中获得成功。我国“排污权交易”实践的开展及经济和科学技术的发展,又为该制度法律化创造了良好的环境。但是,该制度将来在我国的实施也面临新的问题,特别是该制度与市场的结合、初始权分配等。
参考文献：
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[10]Dales, “Pollution， Property and Prices” 2002, Edward Elgar
[11]A.C. Pigou, “A Study in Public Finance”. & “The Economics of Welfare” 1928.s
中国农业发展与环境之间存在严重矛盾和冲突，突出问题是农业面源污染问题[1]。随着人们对生态环境的关注，农业面源污染问题引起了广大学者和政府决策部门的高度关注。特别是党的十八大提出，建设中国特色社会主义，总布局是经济建设、政治建设、文化建设、社会建设、生态文明建设五位一体，首次将生态文明提高到实现社会主义现代化和中华民族伟大复兴目标的高度上。积极防控农业面源污染，是建设五位一体中国特色社会主义事业尤其是推进生态文明建设的题中之义。而生态文明建设的关键就在于通过制度创新，主动激励和引导人们改变传统的不利于生态环境保护的决策思维和行为习惯，从而达到政府和社会所期望的生态政策目标。从西方发达国家的经验看，环境税在治理点源污染方面具有很多成功的经验，但对于环境税应用于农业面源污染的研究相对较少。本文将对环境税治理农业面源污染的相关研究进行梳理和评述，为今后的理论研究和经济政策实践提供参考和建议。
一、治理农业面源污染的环境经济政策研究概况
（一）相关概念界定
面源污染，在比较正式的文献中称为非点源污染（non-point source pollution），或分散源污染（dispersive pollution），是与点源污染（point pollution）相对的一个概念。点源污染，主要指工业生产过程中与部分城市生活中产生的污染物，具有排污点集中、排污途径明确等特征。面源污染则有广义和狭义的两种理解，广义指各种没有固定排污口的环境污染，狭义通常限定于水环境的非点源污染[2]。Ennis[3]指出，在全球范围内，30%～50%的地球表面已受到面源污染的影响，并且很大一部分面源污染属于农业面源污染。所谓农业面源污染（ANPSP），实际上也有广义和狭义之分，广义的农业面源污染包括与农业生产生活相关的各种形式的面源污染，狭义的农业面源污染一般限于农业生产生活过程导致的水源污染
具体而言，广义的农业面源污染，是指由农业生产活动和农村生活活动造成的有别于点源污染的系列污染问题，包括水污染、空气污染、土壤污染、生物性污染等问题。狭义的农业面源污染，指在农业生产生活活动中，农田中的泥沙、营养盐、农药及其他污染物，在降水或灌溉过程中，通过农田地表径流、壤中流、农田排水和地下渗漏，进入水体而形成的面源污染，主要包括化肥污染、农药污染、集约化养殖场污染，这些污染物主要来源于农田施肥、?r药、畜禽及水产养殖和农村居民，主要包括重金属、硝酸盐、铵盐、有机磷、六六六、COD、DDT、病毒、病原微生物、寄生虫和塑料增塑剂等。，[4-7]。
（二）环境经济政策治理农业面源污染的研究概况
面源污染的控制不同于点源污染，国际上通常对点源污染采取终端控制手段，从最终排放环节入手进行管控，而面源污染尤其是农业面源污染则主要按照源头防控的原则加以管控[8-9]。从发达国家的实践看，农业面源污染的防控政策，主要包括工程技术手段、行政命令手段、农业生产标准手段、环境经济政策手段。环境经济政策手段主要分为“庇古手段”和“科斯手段”两类[10]。庇古手段是一种侧重于政府纵向干预的经济手段，主要包括税收或收费、补贴、押金―退款、罚款等政策工具；科斯手段则是一种侧重于市场机制的横向调节经济手段[11]，主要包括自愿协商、排污权交易等政策工具。目前，一些环境经济政策手段，如排污收费、排污权交易、使用者收费、产品收费、信贷补贴和价格、污染赔款和罚款等，已经普遍应用于点源污染控制中，适用于面源污染控制的经济手段主要有环境税、排污权交易、成本分摊或使用者收费、信贷、补贴和价格工具。
从现有文献看，关于农业面源污染防控的研究，工程技术、农学等领域的文献比较丰富，主流的研究比较主张按照源头控制、分类管理的原则，对不同类型的农业面源污染采用不同的管控手段，通过开发成本低廉的替代性生产技术手段，让农业生产者主动选择有利于生态环境的生产方式，减少农业面源污染的排放和危害[12]。相对而言，关于环境经济政策手段领域的相关研究还不够多，可能的主要原因有几个方面：一是在发展现代农业、生态农业的背景下，政府更加倾向于发展环境友好型的农业生产技术，从而在技术层面实现农业面源污染的减排，理论界从工程技术和农业栽培等方面进行的研究比较多。二是基于政治稳定、社会可接受性方面的考量，在未能证实环境税比其他工程技术手段更加有效的前提下，各国政府一般不轻易采取税收手段防控农业面源污染，这方面的研究自然不会太多。三是鉴于面源污染的复杂特征，开征环境税可能遭遇管理技术方面的困难，同时由于面源污染的情形比点源污染复杂得多，分析环境税治理农业面源污染的机制和效应，建立理论模型和分析作用机理都存在相当的难度，也是造成相关研究较少的原因之一。
二、环境税规制农业面源污染的机理研究
（一）环境税治理农业面源污染研究的发凡
环境税最初被广泛应用于点源污染的防控，相关的研究也大多局限于点源污染领域。经济学家们普遍承认，诸如环境税（排污税）、可转让排污交易许可等环境政策工具，通过价格机制促进点源污染减排的能力很强并且十分有效[13-14]。在环境经济政策工具的共同作用下，点源污染问题得到有效控制，但随着经济社会的发展，面源污染问题却愈发突出，并逐渐成为污染损害的主要来源。Camacho-Cuena和Requate[14]指出，许多环境问题，尤其是由农业引起的环境问题，都可以归入面源污染问题；农业面源污染作为面源污染的主要形式，逐渐引起了学术界和实务界的关注，特别是由于农业导致的湖泊、流域的面源污染问题，让一些学者开始思考将环境税（补贴）、罚款等在点源污染控制方面运行良好的环境经济制度移植到农业面源污染的管控实践中。
一般情况下，环境税的有效实施要求对每一个污染排放者的排污水平具有完全信息，但农业面源污染不同于点源污染的一个最大特征就是无法有效观测农业生产者个体的污染行为，污染管制机构只能获得关于周围环境污染排放水平的信息，而不能获知个体污染排放水平[14-17]。环境管制面临严重的信息不对称问题，一方面可能源于观测每个单一个体的排放水平在技术上有困难，另一方面则可能由于观测和掌握这些污染排放的信息成本非常高[18]。信息不对称问题的存在在一定程度上阻碍了环境税等政策工具在面源污染防控方面的应用[19-20]，但有关环境税治理农业面源污染的研究，最早也是从信息不对称方面取得突破的。
自1970年代开始，一些学者开始关注污染防控中的不对称信息问题，并开始研究将环境税用于面源污染的控制[21-23]。特别是1990年代初前后，很多学者开始关注在单个主体污染排放不可观测、总体污染排放可观测的情境下，如何通过环境税规制面源污染的问题[24-25]。Griffin和Bromley[26]认为，鉴于存在严重的信息不对称问题，农业面源污染必须从源头加以管控。基于这样的认识，他们设计了一种投入税（input tax）制度，从源头上对农药、化肥等造成面源污染的生产资料征税，结果表明用税收手段防控农业面源污染是可行的。他们是研究环境税治理农业面源污染问题的先驱，但鉴于当时西方国家农业税收负担较重，他们的研究并未引起足够的重视。
Meran和Schwalbe[27]、Segerson[28]首次明确提出用环境税控制面源污染问题，他们分别率先提出建立一种包括固定罚款和总体税收（补贴）的机制，这种机制类似于“两部收费制”，罚款是企业的固定环境支出，即便实际排放量低于目标排放量，仍然要支付罚款；税收（补贴）则是可变环境支出（收入），总体税收（补贴）与实际环境水平和目标环境水平之间的差距成比例，当实际排放水平超过（低于）环境规制者设定的环境污染水平，就对污染者征税（或进行补贴）。学术界通常将他们提出的这种罚款+税收（补贴）的机制称之为Segerson机制，但也有文献将他们提出的税收―补贴机制称为Segerson机制[29]。Segerson机制奠定了环境税控制农业面源污染的基本分析框架，在此后的很长一段时间内，有关环境经济政策与农业面源污染治理的研究都围绕Segerson机制的完善和延伸展开，并且大多对环境税机制和罚款机制的效应进行比较分析。
（二）环境税规制农业面源污染的效应和机制研究
Xepapadeas[30]沿着Segerson[28]、Meran和Schwalbe[27]等学者的思路，更进一步地提出两种非常有名的规制面源污染的政策工具，即集体罚款机制（collective fining）和随机罚款机制（random fining或stochastic fining）。如果环境污染水平超过环境规制目标，在集体罚款机制下，所有潜在的污染者作为一个整体接受集体罚款；在随机罚款机制下，某一个潜在的污染者被随机地挑选出来接受罚款处罚。Xepapadeas原本打算设计一种预算平衡的政策机制，但从Holmstrm[31]、Xepapadeas[32-33]、Rasmusen[34]、Kritikos[35]的后续研究结果看，当污染主体是风险中性的并且面?R被罚款的概率相同时，这种机制是非预算平衡的，随机罚款机制会由于激励不相容问题失效；只有在污染主体足够厌恶风险的情况下，才可能在纳什均衡中实现遵从，让污染主体按照政策工具预设目标行为决策。
Hansen[13]则在Xepapadeas[30]等学者的研究基础上，更进一步地指出了Segerson机制的合理性和不足之处。每个污染者都根据周围环境污染浓度变化对环境造成的总体边际损害支付边际税收，这种机制将对最优产出和减排水平产生最优激励，并且当环境损害函数是线性的，Segerson机制只要求规制者了解损害函数，即污染者风险中性且生产和效用函数标准凸。在环境损害函数为线性的前提下，对信息的要求越不严格，Segerson机制在实际中应用的可能性就越大。但是，当环境损害函数在相关范围内是非线性的，对于每个污染者的最优环境税税率就各不相同，并且如果规制者计算针对每个污染者的税率，就必须知道每个污染者的减排成本和排放函数，因为最优税率依赖于最优减排和最优产出水平。在这种机制的许多实际运用中，比对于湖泊、河流、地下水等污染问题，环境损害函数一般都是非线性的，当污染排放高于某一个水平，环境污染集中度对环境的边际损害就会急剧上升。并且，每一个污染者支付与环境污染总体边际损害相等的边际税率，每个污染者支付的税收都受到其他污染者减排努力程度的影响，这就保证了当污染者之间不合作时存在合作的潜在收益，从而形成合作减排的正向激励。但这种机制也鼓励污染者合谋，从而使税收机制失效。基于以上考虑，Hansen[13]在Segerson税收机制的基础上进行改进，建立了一种基于环境损害的环境税机制，这种机制在本质上与Holmstrm[31]、Miceli和Segerson[36]提出的机制是相似的。这种改良的环境税机制的优点在于：当环境损害函数非线性时，减少了对于污染者生产函数信息的需求，环境规制者不必获知污染者减排成本和污染排放函数，并且这种机制降低了污染者之间合谋的可能性，维持了短期的最优状态。在Segerson环境税机制下，规制者解决了所有的筹划问题，而在Hansen[13]建立的基于损害的环境税机制下，筹划问题的解决则通过“分权”（decentralization）由污染者通过市场机制实现合作[37]。不过，这种“分权”在减少了规制者面临的信息问题的同时，也造成最优纳什均衡可能不稳定的后果。总体而言，Hansen[13]的分析表明，环境税用于农业面源污染的规制是可行且有效的。
受这些理论分析的启发，一些学者近年来对农业面源污染规制问题进行了实证研究，验证罚款机制、税收―补贴机制规制面源污染问题的作用机制和实际效应。Spraggon[38-39]发现环境税（实际上是一种包含税式支出的税收―补贴机制）在实现环境目标方面十分有效，而集体罚款机制在这方面的效率相对环境税更低。相反，Cochard等[9]建立了一个模型，研究污染主体间相互产生内生性的负外部效应的情况下，环境税和罚款机制在规制面源污染方面的效应。研究表明，集体罚款机制十分有效，但环境税却导致了过度减排问题，即污染主体将污染排放降低到远低于社会最优的水平，虽然对生态环境具有显著的积极作用，但却由于过度减排造成了社会整体福利的无谓损失。Vossler等[29]将污染主体销售收入的不确定性引入研究，并分析了固定罚款、环境税（税收―补贴机制）及这两种工具组合的效应。考虑到污染主体之间无约束的沟通对话，污染主体发现这种成本低廉的对话机制有助于提高固定罚款机制和组合政策工具的效率，而在税收―补贴机制下则会鼓励污染主体之间共谋（collusion），导致环境税控污减排失效。
三、环境税规制农业面源污染研究的新进展
一些学者发现，相关研究十分注重数理模型的逻辑推导，存在过度理论化的问题，并开始采用实验经济学的方法研究环境税和罚款规制农业面源污染的相关问题[40-42]，使相关研究进入了一个新的阶段。Alpízar等[43]采用实验经济学的方法，模拟面源污染主体的行为模式，比较研究了Xepapadeas提出的非预算平衡的集体罚款和随机罚款机制。他们发现，两种罚款机制在实现最优排污水平方面运行相对良好，被试群体对研究结果具有重要影响。Reichhuber 等[44]对埃塞俄比亚农民实施了一个类似于农业面源污染问题的一般受众现场实验（common-pool framed eld experiment），结果表明，热带雨林地区农民的个人耕作行为无法观测，必然导致对森林资源的过度开发利用。他们比较分析了总体税收（高税率税收和低税率税收）及税收―补贴两种不同类型的环境税机制防控农业面源污染的效应，结果表明：高税率税收机制在达成预期最优耕种水平方面最有效率，而税收―补贴机制则可能导致严重的合谋串通问题。
由于实验室的回报通常很低，多数基于实验经济学的相关研究通常简单地假设污染主体是风险中性的。但Goeree、Holt 和Laury[45]，Harrison和List[46]等人的研究则表明，即便实验室的回报很低（通常只有几美元），结果却表明绝大部分受试对象都是风险规避型的，仅有少数受试主体是风险偏好型的。在运用实验经济学分析方法的文献中，Camacho-Cuena和Requate[14]的研究弥补了这一缺陷，并具有重要的影响。他们比较研究了由Segerson[28]提出的税收―补贴及Xepapadeas[30]提出的集体罚款和随机罚款等三种政策工具规制农业面源污染的效应，尤其是在促进农业面源污染减排方面的效应，这是首次在同一个经济框架内分析以上三种农业面源污染控制工具的效应。同时，他们受Herriges等学者的启发，单独研究了不同政策机制下污染主体的风险态度与不同表现之间是否存在系统性关联，分析风险偏好如何影响面源污染者的决策行为和环境税规制农业面源污染的效应。研究发现以下几个结论：一是税收―补贴机制倾向于导致过度减排，罚款机制则倾向于导致减排不足。尽管在税收―补贴机制下，由于污染主体希望环境规制者多支付补贴而引发了过度减排问题，但这种机制的效果都明显好于集体罚款和随机罚款机制，因为在罚款机制下污染主体的减排量低于社会最优水平，而且这种效应会随着时间的推移和博弈者（污染排放者）经验的积累而被放大。二是罚款对污染主体的劝导作用取决于罚款的方式：集体罚款起正面的劝导作用，而随机罚款机制不利于劝导。三是集体罚款的效果不受经济主体的风险偏好影响；在随机罚款机制下，污染排放主体越偏好风险，对污染排放的影响越小，对环境的损害越大；在税收―补贴机制下，如果经济主体是风险规避型的，过度减排的效应可以得到有效减轻。Camacho-Cuena和Requate最后指出：在总体污染水平上，集体罚款和随机罚款机制作用并没有太大区别，而税收―补贴机制的效率比罚款机制的效率高；尽管存在其他多种理论框架和政策工具，Segerson机制仍然是防控农业面源污染最有效的政策工具。
此外，一些研究开始关注一些更为现实的实际经济运行问题，逐步放松经典模型的理论假设。例如，Braden和Segerson[47]提出，面源污染的空间异质性决定了经济激励政策措施存在很大的空间变化，导致经济激励型措施在灵活性、有效性和减少排放的技术选择的成本方面有很大的差异，这在很大程度上限制了采取统一措施规制面源污染问题。Helfand 等[48]以投入税（input tax）与限制投入量两种措施进行了对比实验，结果表明，限量措施的行政成本较低，课税较具弹性与成本有效性，实际上也肯定了环境税规制农业面源污染的可行性。但也有一些研究对环境税控制农业面源污染的效应表示质疑。如Dubgaard[49]认为，实行从价征收的农药税（环境税的一种形式）会导致环境危害性越高、农药价格越便宜的问题，从而使得高危农药的用量不减反增。因此，Dubgaard建议依据农药的环境影响权重，通过使用合理的指标来对涉及农业的环境税制进行修正。Marian等[50]指出，氮税、磷税等可能引起农业生产者用氮磷需求量小的作物替代氮磷需求量较高的作物，甚至使一些原有作物退出生产。但实际上，环境税（氮税、磷税）对作物生产的影响可能被过度地夸大了。
四、国内外研究对比及文献述评
（一）国内外研究对比
实际上，国外有关环境税规制农业面源污染的研究，在分析框架上一般都以Segerson机制、Xepapadeas机制为基准模型，对环境税、罚款等政策工具进行完善和引申，并且很大一部分都是比较研究环境税（补贴）、集体罚款、随机罚款等政策工具规制农业面源污染的效应；在方法上逐渐体现多元性特征，从主要沿用点源污染控制领域的CGE、最优化等方法，到关注农业面源污染主体微观行为的制度经济学分析，再到基于实验经济学的污染个体行为分析，使研究结论更符合实际经济运行情况[51]。
国内有关农业面源污染规制问题的研究大多从工程技术、农林科学的角度展开[52-58]，探讨如何利用具体的工程技术、生物技术手段解决某一区域或某一特定条件下的农业面源污染问题，其研究结果的运用往往具有立竿见影的效果，但对于国家管理决策的参考价值相对较少。近年来，有关环境经济政策特别是环境税规制农业面源污染的研究快速发展，虽然文献总量仍然不多，但已经奠定了较好的基础。相关的研究已经引起了政府决策层的关注，近几年来政府官方文件多次提及推进环保税改革，多名全国人大代表、政协委员提议加强农业面源污染治理，农业部也在2012年明确提出要推进农业清洁生产、加强农业面源污染防治。
但是，国内关于环境税规制农业面源污染的相关研究仍然存在诸多不足，主要表现在以下几个方面。一是从研究内容看，主要集中在对农业面源污染本身的认知、环境税规制农业面源污染的政策取向等方面，而对如何科学地设计环境税制度以有效规制农业面源污染等方面的内容涉及不多，研究深度也不够。例如，梁流涛、冯淑怡、曲福田[59]对农业面源污染的形成机理、特征、类型、核算方法等进行了比较详细的阐述，其研究的重点内容在于如何界定农业面源污染。李正升[60-61]对农业面源污染的六大特征进行了深入分析，并分别针对其不同的特征提出了不同的环境经济对策，认为农业面源污染的过程具有随机性、不确定性，污染源具有分散性，环境税手段对这两大特征具有很强的针对性，同时还利用外部性理论对环境税规制农业面源污染的机制和效应进行了简单的数学推导。但是，有关环境税对农业面源污染尤其是对某一类型的面源污染的效应和机制缺乏更为深入的研究，对如何通过改进优化税制设计使环境税更好地发挥规制农业面源污染的作用少有涉及。二是从研究范式和研究方法看，一般都是基于一定的价值判断，对该问题进行规范分析和定性分析[62-63]，从经济伦理上论证利用环境税工具治理农业面源污染的可行性，主要解?Q环境税改革“应该怎么样”的问题，缺乏基于一定的经济学方法对环境税作用于农业面源污染的效应和机制进行定量分析和实证检验的研究，环境税改革对于农业面源污染“会怎么样”的问题解决得不够好。司言武 [64]是为数不多的对环境税规制农业面源污染效应进行定量分析和实证研究的学者之一，他在分析中国现有的农业面源污染规制政策缺陷的基础上，提出用征收污染产品税的方案来解决目前农业面源污染问题，并对农药和化肥等主要污染物质设计了污染产品税税率，力求以最小的征管成本、高效率地达到科学合理的环境目标。三是从研究的结论看，普遍认为环境税对农业面源污染防治具有重要作用，甚至可能获得“双重红利”效应所谓“双重红利”效应，是指环境税在减少污染排放、改善环境，获得“第一重红利”的同时，还能够促进经济增长、提高就业水平、增进社会福利、激励技术创新等，获得“第二重红利”。，但结论一般都比较笼统，缺乏比较精确的推理论证。如张巨勇[10]指出，环境税在控制农业面源污染的同时，可以提高经济效率、促进技术革新、增加社会福利，实际上认可了环境税在治理农业面源污染方面获得“双重红利”效应的可能，但这一结论仅仅是基于一种逻辑推理过程，也不够具体。王慧[65]指出，从环境保护的角度看，环境补贴与环境税具有同等的环保功效，但对于“同等的环保功效”并未明确予以界定。
（二）相关研究评述
目前，有关环境税规制农业面源污染的研究，已经取得一些成果，并且越来越受到学术界的关注，为后续研究奠定了良好基础。这些研究从理论和实证方面简要地分析了环境税减少农业面源污染的理论机制，并普遍认为环境税具有积极的生态环境效应，从理论上认可了环境税应用于农业面源污染规制的可行性，为建立更为完善的理论分析框架提供了逻辑起点和新的思路。相关研究大胆地对农业面源污染主体进行了抽象假设，并建立了一些数理模型，用数学逻辑推理推导了环境税控制农业面源污染的作用机理。同时，新近研究将农业面源污染主体风险偏好等因素引入分析框架，将相关研究引向深入，结论可信度更高。
但是，现有研究也存在很多不足和问题。一是多数理论研究对于农业面源污染主体的抽象假设过于简单化和理想化，与现实的经济运行情况有较大差距，削弱了研究结论的可信度。例如，多数研究将农业面源污染主体（农民）视为与企业类似的污染主体，认为其目标函数是实现生产利润的最大化，但这种假设对于中国的农业生产者可能过于简单化；同时，很多研究没有充分考虑不同农业面源污染主体具有不同风险偏好的问题，而假设各个主体之间具有相同的风险偏好类型。二是几乎所有的相关研究都将不同类型的农业面源污染视为“同质的”，即简单假设所有污染对环境的边际损害都相同。但实际上，多数农业面源污染物质对环境的边际损害相差很大。例如，同是农药，一瓶“杀虫双”的损害比一瓶“敌敌畏”的损害小得多。同时，多数研究假设农业面源污染物对环境的损害是线性的，即边际损害为常数，很少有研究考虑污染物对环境的边际损害递增的问题。三是相关研究都假设所有的农业面源污染都可以通过环境税实现减排，但在现实经济中，不同面源污染物的使用弹性是不相同的，有的污染要素投入具有较强的刚性特征。同时，很多研究忽视了一些农业面源污染物对于环境的损害具有不可逆性，没有充分考虑补充性政策措施对这类面源污染物的防控作用。四是在考虑信息不对称问题时，一般只考虑农业面源污染主体与环境规制者之间的纵向信息不对称，很少有研究将农业面源污染者之间的横向信息不对称问题引入分析框架。五是现有研究尤其是数理模型的研究主要关注环境税防控农业面源污染的生态环境效应，而很少关注经济增长、就业提高、福利改善、技术进步等方面的附加效应，几乎没有直接分析环境税防控农业面源污染是否存在“双重红利”效应的理论文献。这可能有两个方面的原因：一方面，有关环境税控制农业面源污染的研究尚不成熟，相关的理论基础相对欠缺；另一方面，农业面源污染问题有其复杂性，建立数理模型分析框架比较困难，从而影响了相关研究的推进。
【关键词】水体污染 特征 影响 建议
【中图分类号】X82 【文献标识码】A 【文章编号】1006－9682（2009）04－0177－02
工业污染是造成环境污染的主要方面。近年来，各个工业部门对环境保护的认识比过去都有所提高，一些企业综合利用资源、能源，治理工业污染，取得了一定的成绩。但是，总的来看，我国的工业污染仍然十分严重，三废排放量依然很大，尤其是废水排放。水文监测是指从站网布设到收集和整理水文资料的全部技术过程，［1］这里不是指狭义的水文测验，主要包括站网布设、水文测验、水情报汛、资料整编、试验研究等。通俗地说，水文监测工作是指水文全部工作。本文重点讨论工业废水污染对水文监测工作的影响，并对此提出相关建议。
一、水体污染概况及其特征
工业化常被看作是发展的关键性因素。但是，工业和工业化又造成了许多环境问题，工业污染源向环境中排放大量的废水，对人类、牲畜、生态系统造成破坏和危害。［2］
水的污染有两类：一类是自然污染，另一类是人为污染，而后者是主要的。自然污染主要是由自然原因所造成的，如特殊的地质条件使某些地区某种化学元素大量富积，天然植物在腐烂过程中产生某种毒物，以及降雨淋洗大气和地面后携带各种物质流入水体等都会影响当地的水质。人为污染是人类的生活和生产活动中产生的污水对水的污染，它们包括生活污水、工业废水和农田排水等。其中，又以工业废水带来的污染为最甚。现在全世界有70%左右的人在饮用不安全的食用水，平均每天有215万人死于因水污染而引起的种种疾病。另外，工业废渣和工业废气也会对水体造成污染。［3］
一般说来，工业废水污染具有如下特征：
1．污染源点多面广，难于控制。
随着我国经济飞速发展，工业化进程速度飞快，随之带来的工业废水污染也很严重。城市工业区的污染比较集中，量大。乡镇工业污染源分布广泛，甚至出现很多工厂私埋管道，随意往当地河流排放有毒有害废水，造成恶劣影响，不利于当地部门的监督管理和集中治理。
2．污染发生具有突发性
全国各类事故造成的突发性水体污染事件数量近期急剧上升。近年来，国家环保总局接到多起各类突发性环境污染事件，涉及多个省、自治区和直辖市。松花江污染事件就是其中很典型的例子，引起国人的极大关注，也造成邻国俄罗斯的大量报道。
3．污染传播快，治理难。
水体污染会随着当地水域水文条件的影响，造成大面积的传播，可以随降雨量加大随江河湖泊等进行大面积扩张。同时水体污染也很难治理，水体污染对水质造成很大的破坏，很多污染物沉积到底泥中，治理起来相当难。曾出现过要治理某地湖泊水体，先大面积排水，移除当地底泥这样的治理方案。
二、对水文监测的影响
工业污染影响水文监测可分为以下几大类：一是影响水文监测设施，二是影响水文监测环境，三是影响水文监测的识别判断。下面对其分别进行讨论。
1．影响水文监测设施
工业污染影响水文监测表现在破坏国家基本水文监测设施，从而影响水文监测正常工作。工业污染会造成水文缆道被侵蚀和破坏，影响缆道安全；有些地区的工业污染威胁当地的一些监测系统的正常使用，因为其污染量大和严重程度已经超过了系统的承载能力，使得监测设施遭受破坏。
2．影响水文监测环境
工业废水污染影响水文监测环境表现为在水文测站上下游严重的污染源的运转，影响水文监测的成果，如某地水文站曾发生在测站基本断面下游270m处修建污染严重的化工厂造成大量化工废物污染水体；某省擅自在水文站基本断面上游3km处修建重型企业，日生产能力负荷大，产生过多的污染量进入当地河流。这些工业废水污染的例子都表明会影响水文监测的结果。
3．影响水文监测的识别判断
近年来，我国接连发生多起突发性水污染事故，严重影响当地的人民生活、社会稳定和经济发展，有的严重威胁群众的生命和健康、造成重大的经济损失和生态环境的破坏。工业废水污染在一定程度的积累后会在一定条件下比如在特定气候条件下，会发生突发性污染事件。为了保证在发生突发性水污染事故时，能及时、有效地开展水质断面设置，水质检测与分析，控制污染源，预测预报水污染等监测工作，指导政府部门事故应急人员开展救援和污染防治工作，减少直至消除事故后果。但是，工业废水污染加剧了水文监测的识别和判断的难度，因为工业废水污染的排放和发生具有一定的难预料性。
三、水文监测工作的建议
为此，根据水文监测工作和水体污染的特征，提出了相关水文监测工作建议如下：
1．建立高素质水文监测质量检查员专业队伍，提高水文监测质量。
首先，要从进一步提高水文职工整体素质入手，培养造就一支业务技术过硬，职业道德优良的职工队伍。其次，在职工队伍中培养锻炼一批业务技术和管理人才。充分发挥高、精、尖技术人才的带动作用，促使水文监测工作质量不断提高。建立合理的职工队伍结构，即培养一些拔尖人才，使之成为水文监测、科研、经营、管理等方面的领军人物。
2．提高水文监测工作质量，研究引进新技术和设备。
近年来，固态存储雨量计、非接触式超声波自记水位计、激光粒度分析仪、计算机整编程序等在黄河上广泛投入应用，就是成功的例证。引进先进技术和设备，采用包括卫星、雷达在内的各种遥感、遥测手段来提高水文监测质量和时效，增长预见期，满足防汛抗旱指挥、水利工程管理调度和建设的需求。
3．实行科学化、规范化全面监测工作管理
引进质量管理专业人才，建立健全质量检查队伍，制定完善的质量管理法规、制度，切实可行的监测工作管理办法、评定标准，利用经济杠杆作用，建立完善奖惩制度和办法等。以建立完善质量管理组织，基层自查，同级互查，上级抽查，上下齐抓共管的模式为管理体系；以突出预防为主与事后监督相结合为方针。把质检关口前移，加强过程控制，从源头控制质量，结合质量检查评比，奖优罚劣督促质量提高。在水文监测工程规划、设计、建设各阶段，应树立超前意识，不能搞低水平的重复建设和引进。先进的基础设施是提高水文监测质量的基础。
参考文献
1.中华人民共和国水利水电部. 水文测验术语和符号标准（GBJ 95－86）［S］. 北京：中国计划出版社，1987.12
