基于鮑莫爾－奧茨稅的德國排污費制度的經(jīng)濟分析

張宏翔 熊 波

(武漢大學經(jīng)濟與管理學院，湖北武漢430072)

基于鮑莫爾－奧茨稅的德國排污費制度的經(jīng)濟分析

張宏翔 熊 波

(武漢大學經(jīng)濟與管理學院，湖北武漢430072)

1970年以來，排污費制度成為歐洲各國進行水質管理和環(huán)境保護的普遍政策。其中，德國的排污費制度是以鮑莫爾－奧茨稅為理論模型構筑的，是歐洲最典型的排污費制度。通過對德國排污費制度的深入分析，可以發(fā)現(xiàn)這一制度的積極效應和局限性，從而有助于推進和完善環(huán)境經(jīng)濟政策的理論基礎和政策設計。本文采用價格差模型和目的稅模型對德國排污費制度進行實證分析發(fā)現(xiàn):一方面，德國的排污費制度對控制污水排放起到了一定積極作用;另一方面，德國的排污費制度未能充分發(fā)揮其在資源配置方面的作用，特別是價格差模型使得對基準以下的殘余污染的課稅基本上變得沒有任何意義，也降低了費用效率性，因而通過排污費來進行污染控制的意義無法完全體現(xiàn)出來?；谶@一分析結果，提出建議:第一，環(huán)境經(jīng)濟政策應該突破通過單一的政策分析來探討費用效率性，要把重點放在通過精密的政策組合分析來達成多個政策目標上;第二，在今后的環(huán)境政策設計上，要明確地把分配問題緩和政策放到分析框架中的政策組合分析加以發(fā)展深化將會變得非常重要。

排污費;鮑莫爾－奧茨稅;費用效率;政策組合;分析

1970年以后歐洲各國就開始引入排污費制度，并且已成為各國進行水質管理和環(huán)境保護的普遍政策。從環(huán)境稅的各種相關文獻來看，現(xiàn)在實施了污水排污費制度的歐洲國家達到了將近20個，因此歐洲國家在排污費制度方面已經(jīng)積累了大量的經(jīng)驗。在實施排污費的歐洲國家中，德國的排污費制度是以鮑莫爾－奧茨稅［1］為模型構筑的，可以說是歐洲最典型的排污費制度。相比較而言，荷蘭和法國的排污費歸根到底不過是水管理過程中的財源募集手段而已，其初衷并不是實現(xiàn)外部不經(jīng)濟的內(nèi)部化。因此，即使產(chǎn)生了污染削減的刺激效果，也并非有意而為，僅僅只是一種“副產(chǎn)品”。另一方面，即使是以刺激效果為目的的排污費，也不一定就是費用效果的環(huán)境目標達成的手段，也就是說不一定是以鮑莫爾－奧茨稅為模型而構筑的。而德國的排污費從一開始就是明確地以鮑莫爾－奧茨稅為基礎而制定的，這是其區(qū)別于其他國家排污費的特征之一。本文通過對德國排污費制度的理論基礎和實踐成效進行深入分析，指出環(huán)境政策的經(jīng)濟手段的理論和現(xiàn)實是如何相背離的，并找出其相背離的原因，從而為我們驗證現(xiàn)實的排污費是否能夠發(fā)揮其理論效果提供現(xiàn)實材料。在此基礎上，本文還提出，應該明確地把分配問題放到環(huán)境經(jīng)濟政策的框架設計中加以考慮。

1 排污費研究的文獻綜述

關于排污費的實證研究，Kneese和Bower所著的《水質管理論》可以說是該方面的先驅性研究。他們以地方的水管理組織部門為分析對象，具體來說是德國魯爾地區(qū)的水管理組合，英格蘭以及威爾士的河川管理廳，法國的流域水管理公團，以及美國的達拉威爾流域委員會。這些組織機構都是有權從受益者征收附加費用以及分擔費用來彌補水管理所需要的費用。如果這樣的一些附加費用和分擔費用不僅僅是按水量，而且還是根據(jù)受益者對污染的貢獻度讓受益者按比例分擔的話，那么也可以看作是排污費的一種。

地區(qū)水管理組織的這樣的一些財源募集手段不斷發(fā)展，逐漸起到了作為環(huán)境政策經(jīng)濟手段的作用，荷蘭和法國的排污費是其中的代表［2］。實際上這些排污費都是用來填補地方水管理組織機構的費用。但是，荷蘭和法國的排污費與德國的水管理組合的分擔費用制度不同，其最突出的不同在于它是和現(xiàn)代水質管理政策的確立一起作為一套體系而引入的。這里所說的現(xiàn)代水質管理政策有兩個特點，第一，往公共水域排水時必須要有排污許可證，并以此為根據(jù)進行限制。第二，設定應該達成的環(huán)境目標，以及為了達成該目標要有計劃地進行排污處理設施的建設。排污費制度可以說是為此而設計的財源募集手段，以及連帶地起到了作為環(huán)境政策方面的政策手段的作用［3－5］。

其中荷蘭的排污費，被評價為是現(xiàn)在實施的排污費中唯一具有激勵效果的，這一點值得注意。荷蘭的排污費研究中重要的是Brown和Bressers進行的實證研究。他們的研究結果表明荷蘭的排污費盡管本來是作為財源募集手段而引入的，但是對排放削減起到了很大的貢獻作用［6］。

與此相反，德國的排污費盡管也是作為政策手段而引入的，但是被認為沒有充分發(fā)揮其在污染削減方面的激勵效果。關于這一點Brown和Johnson的研究經(jīng)常被加以引用。但是，該論文著重于探討排污費制度在美國的適用可能性，并且其制度解說部分由于其后的法律修正而變得過時了［7］。在這個意義上，Hansmeyer，Ewringmann，以及Gawel等德國學者相繼發(fā)表的研究成果反而重要。他們的研究涉及到排污費對排放者影響的實證分析，以及排污費的改革提案等各個方面。此外還從德國的排污費的經(jīng)驗對環(huán)境經(jīng)濟理論進行了重新探討［8－10］。

以上的這些排污費在歐洲的實踐以及與此相關的研究積累使得制度比較研究不斷變?yōu)榭赡堋４送?，最近，OECD也通過有意識地把經(jīng)濟手段在中國的適用經(jīng)驗與經(jīng)濟手段在歐美的適用經(jīng)驗的進行交流比較。本文以德國的排污費為主要研究對象，并把其作為政策課稅，即鮑莫爾－奧茨稅的典型來進行分析，并以此為依據(jù)探求排污費制度的改進思路。

2 德國排污費制度及其歷史沿革

2．1 排污費法制定的背景

德國排污費是依據(jù)排污費法，作為水質管理的新政策手段而引入的:

第一，由于僅靠直接規(guī)制無法達成實現(xiàn)環(huán)境基準，因此，作為直接規(guī)制的補充手段的經(jīng)濟手段就應運而生了。從20世紀60年代到70年代德國的水質異常惡化，雖然通過直接規(guī)制對其進行了干預，但是還是無法阻止污染的進一步惡化。萊茵河的水質在1969年雖然仍為III類，但是在1975年進一步惡化為III－IV類水，污染嚴重的地方甚至變?yōu)镮V類水。為了改善直接規(guī)制政策在實施方面的欠缺，德國決定引入新的政策手段，即排污費制度。

第二，德國政府制定方針，運用附加費的形式來實施環(huán)境政策的原則(PPP)(污染者負擔原則(Polluter Pays Principle))。1969年，社會民主黨和自由民主黨組建了聯(lián)合政府，在該政權體制下，環(huán)境政策被賦予了與外交，安全保障，產(chǎn)業(yè)，教育等同等重要的地位。為了應對當時非常惡化的環(huán)境，德國政府在1971年發(fā)布了環(huán)境政策計劃，其中明確了實施環(huán)境政策的3原則(污染者負擔原則，預防原則，合作原則)。同時，在該計劃中，還明確了污染者負擔原則不僅要同直接規(guī)制，還要與稅/附加費政策一道加以實施。與首次在環(huán)境基本法(1993年制定)提到經(jīng)濟手段的日本環(huán)境政策相比，德國在很早就開始重視經(jīng)濟手段。在以上背景下，1972年政府開始了排污費法的法案制定工作并于 1976 年通過該法［11－13］。

2．2 目前的排污費制度

2．2．1 排污費法概要

排污費是針對往公共水域排放的污水征收的費用，往公共水域直接排放污水的業(yè)者，即直接排放者為排污費的義務繳納者。家庭等通過自治體的下水處理設施間接排放污水等間接排放者不在排污費的義務繳納者之列。

排污費的課稅標準按污染單位數(shù)來計算。污染單位是排污許可證上記載的推算值。此外，雨水，小規(guī)模排放者(家庭，一天排放量少于8m3的情況)由于其污染單位數(shù)無法計算，因此排污費一律按統(tǒng)一標準計算。

排污費價格在該制度引入之初設定為12馬克，隨后慢慢地提高。最為重要的是，如果排放者能夠滿足水管理法7a條規(guī)定的，按照技術水準制定的最低要求基準，那么適用的排污費價格則打折50%。此外，排污費是目的稅，其稅收的用途只限用于特定目的。排污費收入歸入到各州政府，其用途除了可用于排污費征收的行政費用開銷外，還僅限于用于水質保全對策費用，水質保全研究費以及從事保全事業(yè)的工作人員的教育費用等。

2．2．2 排污費的計算

排污許可證上記載了各排放者應該遵守的年間排污總量以及表1上列舉的各參數(shù)的濃度。這些就是排污費計算的基準。其濃度通常按照最低要求基準來確定。排污費的計算公式如下。

排污費負擔額=污染單位數(shù)X排污費價格(每一個污染單位)

此外，污染單位數(shù)按照表1中的各污染物質來逐個計算。因此，排放者的排放污染單位總數(shù)為各污染物質的排放污染單位數(shù)的合計。

表1 相當于1個污染單位的污染物質負荷量Tab．1 Equivalent to one unit of pollution pollutants load

如果實際負荷量比許可證上記載的負荷量減少了的話，可以向當局事前申請報告，減少了的那一部分污染單位數(shù)的排污費負擔額可以減去。反之，如果不能守住許可證上記載的負荷量，按照以下方法計算其增加的污染單位數(shù)，這樣排污費負擔額也相應增加。SEerh=SE{1+X·(MW－ W)/ W}SEerh為新增加的污染單位數(shù)，SE為許可證上記載的本來的污染單位數(shù)，MW為超過最低要求基準計算出來的值中的最高值。X為權重值。一次基準超過的情況，X=0．5，兩次以上基準超過的話，X=1。

2．3 作為鮑莫爾－奧茨稅的排污費的理論與實踐

排污費在一開始時就明確地以鮑莫爾－奧茨稅的理論為依據(jù)來構想。就排污費制度設計提交報告的環(huán)境問題專家委員會認為，要在德國全土實現(xiàn)政府提出的II類水目標，通過生物處理的凈化率有必要達到90%。為了用最小的費用達到該目標，依據(jù)鮑莫爾－奧茨稅理論設計的排污費值得大力推廣。于是，為了達到90%的凈化率，委員會的模擬結果認為每一個污染單位的污染價格有必要設定為80馬克。但是，1976年排污費法制定的時候，該方案在以下幾個方面已經(jīng)與鮑莫爾－奧茨稅相背離。

第一，價格低。雖然專門委員會提了建議，但是排污費引入當初的價格為12馬克(圖1中的t)。這樣一來，僅靠排污費是無法實現(xiàn)II類水的目標的。

圖1 德國排污費的價格結構Fig．1 The price structure of the German sewage charges

第二，由于德國排污費所具有的獨特的價格結構，費用效率性就被犧牲了。圖1的縱軸表示排污費價格以及費用，橫軸表示為排放量。MC1，MC2，MC3各自表示為不同排放者的限界排放削減費用函數(shù)。e2為聯(lián)邦政府規(guī)定的最低要求基準。只要是排污者沒有滿足最低要求基準，排污費價格設定為t，如果滿足了基準，那么就規(guī)定降低到其1/2。此時，由于各個排污者是在其面臨的稅率和限界排污削減費用相一致的地方?jīng)Q定其排放量，因此各排污者與各自的限界排污削減費用 MC1，MC2，MC3相對應，在e1，e2，e3處進行排放。其結果則是，在圖1所示的曲線價格結構下，各排污者的限界排污削減費用沒有能在價格t處，實現(xiàn)均等化，也沒有能夠實現(xiàn)費用最小化。

第三，圖1的價格結構對如MC3所示沒有滿足最低要求基準的排污者來說，具有促使其滿足基準，從而達到削減排污費負擔金額這樣的刺激效果。也就是說，排污費也可以看作是為了使排放者遵守基準而制定的直接規(guī)制的政策補充手段。但是這樣一來這其實就不是鮑莫爾－奧茨稅了。

3 德國排污費制度的經(jīng)濟分析

3．1 政策組合(Policy mix)分析的觀點

迄今為止，經(jīng)濟學理論僅靠直接規(guī)制或者排污費這樣單一的政策手段來控制污染。不過，現(xiàn)實中的環(huán)境政策基本上是以某種形式把幾個政策手段加以復合運用，整體來講形成了復雜的政策體系。德國的排污費在這一點上也不例外。因此，在對德國的排污費進行經(jīng)濟分析時，也必須從政策組合分析的觀點入手。其目的在于要把德國的排污費看作是環(huán)境稅，直接規(guī)制，補助金3個政策手段組成的政策組合來分析。本文分析的不同之處在于，這些政策組合的形成不是出于綜合污染和累積污染的防范于未然這樣環(huán)境政策上的考慮，而是為了緩和環(huán)境稅引入引發(fā)的分配問題。與直接規(guī)制相比，環(huán)境稅實際上給排污者強加了更大的經(jīng)濟負擔，因此非常有必要在解決分配問題的同時來進行環(huán)境保護。

3．2 分配問題和制度設計

3．2．1 資源配置上的比較

首先，從給資源配置和排污者分配帶來的影響的觀點來闡明直接規(guī)制和鮑莫爾－奧茨稅的利害得失。

在這里，兩個排污者的排污削減費用之和即總削減費用，用直接規(guī)制和鮑莫爾－奧茨稅來比較的話會是什么結果呢。從結論上來說，鮑莫爾－奧茨稅與直接規(guī)制相比，經(jīng)濟全體可以得到效率改善帶來的凈效益△CDE。用圖2來說明的話，詳情如下。假如控制手法從直接規(guī)制轉換為鮑莫爾－奧茨稅。這樣一來，由于排污者i必須要把排放量從，削減到，其追加負擔為A，反過來對排污者j和負擔減少，如果在圖3用來表示的話，可以看出△CDE表示的費用負擔減少部分相當大。這表明鮑莫爾－奧茨稅的引入即使對個別的排污者使其增加了負擔，但是從經(jīng)濟全體來說一定會導致排污削減總費用的減少。

圖2 不同政策給資源配置帶來的影響Fig．2 The impact of different policies for the allocation of resources

但是，實際上有毒物質和重金屬等積累性污染物質的情況下，有時候必須對各個排放源設定排放最大容許量。這種情況下的排放基準如圖2中的所示，以此為依據(jù)排污者i分配的最大排放量為ei=e'i(不過=E)。此時，費用效率性帶來的凈效益與鮑莫爾－奧茨稅的情況相比，只是減少了FEG的面積。從圖2可以看出這樣的規(guī)制必要性越來越高的話(往左邊的箭頭)，費用效率性就會喪失，凈效益縮小(△CDE的面積縮小)。因此，規(guī)制強化和費用效率性之間存在權衡關系，但是這也可以認為是為了維持判斷認為對社會有益的環(huán)境水準，我們必須支付的代價。

3．2．2 給分配帶來的影響的比較

如上所述，與直接規(guī)制相比，一般來說鮑莫爾－奧茨稅給經(jīng)濟全體在經(jīng)濟效率性上會帶來更多的益處。但是一旦要考慮到分配問題，結果會是如何呢。圖2中的△CDE為鮑莫爾－奧茨稅引入引起的效率性改善而帶來的凈效益，T=Ti+Tj為排污費金額。如果T=△CDE，那么鮑莫爾－奧茨稅引入帶來的分配上的影響雖然對各個排污者來說多少有所不同，但是對經(jīng)濟整體來說是中立的。

從圖2中可以看出，T＞△CDE，只要排污者之間的邊界削減費用的差異不那么大，這個關系通常認為是成立的。也就是說，鮑莫爾－奧茨稅對排污者征收了超過效率性改善帶來的費用負擔削減的排污費負擔額。這樣一來，如果考慮到排污費負擔的話，那么與不存在稅負擔的直接規(guī)制相比，鮑莫爾－奧茨稅對排污者強加了更重的負擔。因此，能回避分配問題的同時又能夠達成環(huán)境目標的制度設計就變得非常必要。以下是價格差模型和目的稅模型。

(1)價格差模型。價格差模型是指針對超過最低要求基準(圖3中的或者)的排污削減，實行價格打折，通過使t=αt(0＜α＜1)成立來緩和分配問題的模型。現(xiàn)在是α=0．5。但是，如圖3所示，在這個模型當中，由于邊際費用沒能實現(xiàn)均等化，因此沒有達成費用最小化。此外，價格折扣引發(fā)的排污削減刺激效果也變?nèi)?。比如對排污者i來說，如果價格為t的話，雖然排污削減會削減到，但是在折扣價格αt的情況下，排污削減的刺激效果只會作用到

(2)目的稅模型。該模型是1974年由環(huán)境問題專門家委員會提議的。委員會認為通過把排污費收入投入到水質保全目的，可以強化環(huán)境改善效果，也可以降低與之相當?shù)呐盼圪M價格。根據(jù)模擬結果，如果采用目的稅模型，價格為40馬克的話可以發(fā)揮與價格70馬克的鮑莫爾－奧茨稅模型同樣的刺激效果。那么這到底是如何實現(xiàn)的呢。

現(xiàn)在假定在圖4中，價格為t=t0時，排污者i，j的排放量為。此外，排污總量通過總量規(guī)制規(guī)定為這里為了緩和分配問題，就有必要通過降低價格或者把稅收作為補助金再次投入到水質保全方面，使總排放量不超過

首先，把價格從t=t0降低到t=t1。這樣一來對排污者i，j來說負擔僅減輕了□ABCD。但是，此時的排放量為，總量控制沒能實現(xiàn)。接下來，再次使，來實現(xiàn)總量控制。要達到這個目的，對排污者i來說，通過補助金的形式從稅收中支付從追加的排污削減費用中減去排污費的節(jié)約部分得到的金額△ABF=Si給他就可以了。對排污者j來說也同理如此。

圖3 價格差模型Fig．3 Price differential model

德國的排污費的價格設定和其目的稅化也就是以上述的理論為根據(jù)而被正當化的。這樣一來，如果利用目的稅模型的話，就可以在不發(fā)生分配問題的情況下實現(xiàn)總量控制。此外，如果采取上述的補助金政策，由于同樣可以實現(xiàn)邊際費用的均等化，因此也不會損害費用效率性。但是，問題是要獲得有關Si和Sj的定量大小的情報對政策當局來說很是困難。也就是說，只要無法獲得有關各個排污者的邊際排放削減費用的信息，政策當局就肯定無法弄清楚該如何把稅收T以補助金的形式分配給各個排污者。因此，政策當局不得不放棄與效率性基準相一致的補助金政策，而根據(jù)別的什么基準來分配補助金。但是在這種情況下，目的稅模型的費用效率性就喪失了。

3．3 價格提高與排污基準強化帶來的不同效果

德國聯(lián)邦政府到1985年為止提出把在德國全國實現(xiàn)II類水作為其政策目標，因此每年都有必要進行高水平的水質改善投資。為了實現(xiàn)該目的，政策當局認為每年有必要急速提高排污費的刺激效果。

排污費制度引入之際的價格12馬克對要達成政府的環(huán)境目標來說是一個太低的價格。從那以后，為了逐漸提高其刺激效果，就必須依次慢慢地提高排污費價格，或者逐漸強化最低要求基準。目前為止，表面上看，似乎這兩種方法都采用了。也就是說，除了把12馬克的價格一直不斷地提高到70馬克以外，還定期地修改技術水準，強化最低要求基準。但是正如前面所述，上升的是通常價格，適用于大多數(shù)排污者的折扣價格從引入當初開始就基本上沒有變。因此，可以說實際上僅是依靠排污基準的強化來提高刺激效果。Ewringmann和Gawel主張認為最低要求基準固定不變，把價格提高這樣的做法從經(jīng)濟效率上來講比較可取，但是為什么現(xiàn)實上比較難實現(xiàn)呢?

圖4 目的稅模型Fig．4 Purpose tax model

3．3．1 同一價格的事例

如圖5所示，假定經(jīng)濟體由擁有不同邊際排放削減費用曲線的2家排污者構成。為了簡單起見，第1排污者和第2排污者的邊際排放削減費用函數(shù)設定為線性函數(shù)，分別為 MC1= －1/2□e1+10，MC2= －2e2+20。e1，e2分別為排污者1和排污者2的排放量。假定當初的宏觀水平的總排放量為17．5，然后采取政策使其削減到=10。

(3)經(jīng)過(1)和(2)的步驟，如圖5所示的那樣可以具體地看出其數(shù)值。

最后根據(jù)上述分析來看看資源配置上的效果以及對分配的影響。

圖5 同一價格情況下的價格提高與排放基準強化的比較Fig．5 The comparison between price increases and emissions benchmark strengthen in the case of the same price

α)直接規(guī)制帶來的削減費用增加量 =□ABCE+□KLRQ=50

β)價格提高帶來的削減費用增加量 =□ABGF+□PMRQ=48．75

從而，［排放基準強化(直接規(guī)制)帶來的削減費用增加部分］＞［價格提高帶來的削減費用增加部分］。

于是，要在一定期間內(nèi)實現(xiàn)所定的環(huán)境目標的時候，從資源配置的觀點來看，與排放基準的強化相比，價格的提高在效率上更勝一籌。通過價格提高來實現(xiàn)的情況下，由于維持了邊際費用的均等化，這個結果也就是當然的。

接下來探討兩個手段給分配上帶來的效果。首先，稅負擔的變化量為

α)的情況下稅的節(jié)約額更大?，F(xiàn)在稅負擔的變化量和削減費用的變化量相加一起后的凈負擔額的變化量為

結果β)的情況下，各個排污者的負擔增加。這反映出通過價格提高來解決的情況下，即使從經(jīng)濟全體來說是在進行費用效率的污染削減，但是價格提高帶來的稅負擔增加很大，分配上也使得費用節(jié)約效果喪失。反之，α)的情況下，即使基準變得嚴格，由于價格維持不變，稅節(jié)約效果會變得很顯著。

從上可以看出，如果用排放削減費用與排污費負擔相加的總費用來比較的話，通過基準強化來解決的α)事例比起鮑莫爾－奧茨稅的β)事例負擔要少。由于該結果為同一價格的情況下導出的結果，所以正如現(xiàn)實中的德國排污費一樣，如果針對基準值以下的排放對價格打折，那么基準強化帶來的費用負擔會進一步降低。下面，對此將作進一步的詳細探討。

3．3．2 價格差模型的事例

與同一價格的情況一樣，政策當局打算提高刺激效果時，是通過價格提高來實現(xiàn)，還是通過排放基準的強化來實現(xiàn)，這樣的問題會隨之出現(xiàn)。這次將通過以現(xiàn)實中的德國污水排放費為模型的價格差模型來探討這個問題。

現(xiàn)在，不同邊際排放削減費用函數(shù)在圖6中各自表示為 MC1，MC2，MC3，MC4。假定通常價格為20 馬克，滿足聯(lián)邦政府設定的最低要求基準E0時的折扣價格為10馬克(α=0．5)。此時的排污費價格結構如圖6中的psj 所示。接下來在進行價格提高的事例中，通常價格提高一倍達到40馬克。由于折扣價格也隨之被提高到20馬克，因此價格結構也變?yōu)閳D中的fjbc。另外，排污基準強化的情況下，價格維持不變，最低要求基準從E0強化到E1。結果價格結構就變成了pqh 。

(1)資源配置上的效率性。在價格提高的事例中，對所有的排污者都帶來了排污削減的刺激效果，相反，排污基準的強化對已經(jīng)滿足基準的MC1，MC2以外的排污者沒有帶來任何效果。從圖3－7可以看出，伴隨著價格的提高，排污者MC1的排放量從e2減少到e1，MC2的排放量從E0減少到e3，MC3的排放量從e5減少到E0，MC4的排放量從e6減少到e4。另一方面，由于排放基準的強化，MC1的排放量從e2減少到E1，MC2的排放量從E0減少到e3，但是MC3和MC4沒有發(fā)生任何變化。

(2)分配上的效果。除了排污者MC2以外所有其它的情況下，價格的上升，與排放基準的強化相比，給排污者帶來更大負擔。這意味著排污費價格的提高與直接規(guī)制強化相比更容易出現(xiàn)分配上困難的問題。同樣通過圖6可以看出，伴隨著價格的提高，排污者 MC1，MC2，MC3，MC4身上出現(xiàn)的追加負擔分別為□fgrp，◇finsp，△dkj，□aclf。另一方面，排污基準強化的情況下，MC1和MC2的追加負擔分別為△mrq和◇finsp，但是由于MC3和MC4的排放量沒有發(fā)生任何變化，因此費用負擔也沒有變化。根據(jù)上述結果，從價格提高和排放基準強化的兩種情況對各排污者的費用負擔變化作一個比較的話，那么如圖6所示，可以看出只是MC2的追加費用的大小一樣不變，而MC1(□fgrp＞△mrq)，MC3(△dkj＞00)，和 MC4(□aclf＞0)在價格提高的情況下追加負擔更大。

圖6 費率差距模型中費率上漲和排放基準強化的比較Fig．6 The comparison between rate increases in the rate gap model and enhanced emissions baseline

以上的結果也從資源配置以及環(huán)境改善的觀點上證明了Ewringmann和Gawel的觀點。同時也說明了政策當局只是依賴于直接規(guī)制強化的理由。也就是說，雖然價格的逐步提高在刺激效果方面比直接規(guī)制強化更有效，但是卻無法回避分配上的問題。因此，政策當局采取的手法就是通過直接規(guī)制的強化在回避發(fā)生分配問題的同時來實現(xiàn)其政策目標。

4 德國排污費制度的評價及啟示

4．1 德國排污費制度的評價

德國排污費在設想階段被建議采用鮑莫爾－奧茨稅的形式來實施比較理想可?。?4－15］。但是現(xiàn)實中的排污費卻變成一個不但與庇古稅相異，而且與鮑莫爾－奧茨稅也相異的體制。其理由在于想回避分配問題發(fā)生的同時來實現(xiàn)環(huán)境目標。此外，排污費引入以前，由于直接規(guī)制的大網(wǎng)鋪得很大，排污費獨自發(fā)揮資源配置效果的余地在制度成立時就已經(jīng)受到限制。結果該排污費制度就采取了上述分析中的價格差模型和目的稅模型混合在一起的構造。即這就是直接規(guī)制，排污費，補助金3個政策手段的政策組合。

這樣一來，為了回避分配問題的明顯化而進行的制度設計，其帶來的結果就是，德國的排污費在經(jīng)濟學所期待的資源配置效率上沒能夠充分發(fā)揮其作用。特別是價格差模型使得對基準以下的殘余污染的課稅基本上變得沒有任何意義，也降低了費用效率性［16－17］。因此，經(jīng)濟手段的優(yōu)勢喪失，通過排污費來進行污染控制的意義也無法體現(xiàn)出來。這樣一來，即使是理論上理想的經(jīng)濟手段在現(xiàn)實的環(huán)境政策中能夠充分發(fā)揮其優(yōu)勢的可能性也是非常有限的。

如果經(jīng)過多次制度修正排污費制度越趨復雜化，其有效性基本無法發(fā)揮的話，那么取消排污費而采取有基礎的直接規(guī)制來進行污染控制更為理想，出現(xiàn)這樣的意見也就當然不過了。但是，德國的排污費在環(huán)境政策上起到了一定作用，這也是不容爭議的事實。但是也有評價認為，這20年間水質得到改是因為排污費起到了一定的作用，雖然是以與經(jīng)濟學者所期待不同的形式表現(xiàn)出來。如果滿足了最低要求基準，排污費價格就降低為1/2，這樣的如圖1所示那樣的價格結構在維持基準方面，具有巨大的刺激效果。此外，自從排污費法制定以來，監(jiān)督部門的壓力以及監(jiān)視加強的結果，企業(yè)和自治體在排污處理對策方面的意思決定也就很大地受到排污費的影響［18］。

4．2 德國排污費制度的啟示

從對德國的排污費制度的經(jīng)濟分析得出的結論進一步深挖驗證了經(jīng)濟手段比直接規(guī)制更為有效這一迄今為止的“理論常識”。經(jīng)濟學一直以來是在一定的假定條件下通過理論模型來證明經(jīng)濟手段優(yōu)于直接規(guī)制的。但是現(xiàn)實的環(huán)境政策中，經(jīng)濟手段充分發(fā)揮其功能的可能性受到限制，從而經(jīng)濟手段不得不以政策組合的形式加以采用。而這一事實卻被理論所忽視。正如德國的排污費和美國的排污許可證交易制度那樣，如果經(jīng)濟手段以政策組合的形式來實施的話，其費用效率性和動態(tài)效率性當然就會降低。目前為止的經(jīng)濟學一直認為這一點是與理論的偏離而給與否定的評價。但是，應該進行批判性探討的應是一直以來忽略了這樣的理論與現(xiàn)實偏離的理論一方。因此，在這個意義上，用理論來分析現(xiàn)實，然后再次把分析結果反饋到理論上是非常重要的。

第一，進行環(huán)境政策分析時的經(jīng)濟學判斷基礎一直以來只是停留在費用效率性上。但是，實際上，環(huán)境政策的目標不僅是費用最小化，還包括通過總量控制來達成環(huán)境目標，通過對各個排污源的控制來防止不可逆損害的發(fā)生，此外在政策實施時還涉及到分配問題。環(huán)境政策的更多情況下不是把這些各種各樣的政策目標單個獨立化，而是要同時尋求解決之道。當然，經(jīng)濟手段中也有這樣的做法，即注重于費用效率性的環(huán)境目標實現(xiàn)，分配問題則通過別的手段來解決。但是，無論是德國的排污費還是美國的酸雨計劃，大多數(shù)情況下都是想把多個政策目標放到同一個政策框架中來一舉解決。這樣一來，在對付解決分配問題的同時，還必須實施推行費用效率性的環(huán)境政策，注意積累性污染和綜合性污染，這樣的做法就像是在走鋼絲，非常有風險。這也說明了政策手段必然變?yōu)閺碗s的政策組合。盡管如此，假如要對政策手段進行理論分析的話，將來的經(jīng)濟學應該要突破通過單一的政策分析來追究探討費用效率性，要把重點放在通過精密的政策組合分析來達成多個政策目標上。

第二，現(xiàn)有理論一直以來低估了分配問題給制度設計帶來的影響。但是正如從德國的排污費制度的經(jīng)濟分析可以看出的那樣，反過來分配問題對制度設計也會起到?jīng)Q定性作用。這一點和美國的酸雨計劃一樣，其初期的分配狀況對制度設計起到了決定性的重要作用。經(jīng)濟手段的引入如何緩和給排污者帶來的經(jīng)濟負擔，這也是今后經(jīng)濟手段設計時必須考慮到的重要因素。即使德國排污費的目的稅模型的情況，也是稅率的降低和補助金的組合在緩和分配問題的同時，還使得當初期待的環(huán)境目標實現(xiàn)變?yōu)榭赡?，從而作為一個強有力的政策組合而加以推崇的。這樣補助金在現(xiàn)實的政策中起到了極為重要的作用。

但是自從20世紀70年代以后，補助金基本上從環(huán)境經(jīng)濟學的理論分析對象中被排除出去了。也就是說，在圍繞政策手段的相互比較進行議論時，在理論上就已下了定論認為補助金和其他政策手段相比不是合適的手段，因此，沒有必要對其作進一步的分析，這已經(jīng)成了默認的事實。但是，實際上，補助金才是最為受歡迎的政策手段，忽略這一點來進行分析其實也就決定了理論的不切實際性。補助金，稅率的降低，控除等這樣為了緩和分配問題而采取的政策手段，即使是為了經(jīng)濟手段的引入，其支付的費用也有可能定得很高。這樣勢必會損害經(jīng)濟手段的本來功能，并會“淡化”環(huán)境政策上的公平性概念“污染者負擔原則”。因此，這樣的政策手段即使是為了使其不要變成對污染企業(yè)的單純保護措施，那么也必須在理論上制定分配問題緩和政策的相關基準，并對其現(xiàn)實加以批判分析。為此，對明確地把分配問題緩和政策放到分析框架中的政策組合分析加以發(fā)展深化在今后的環(huán)境政策設計上將會變得非常重要。

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The Economic Analysis of German Sewage Charges System based on the Perceptive of Baumol-Oates Tax

ZHANG Hong-xiang XIONG Bo
(Economic and Management School of Wuhan University，Wuhan Hubei 430072，China)

Since 1970，the sewage charges system has become the general policy of the European countries in the water quality management and environmental protection．Among them，Sewage charges system in Germany is built on the theoretical model of the Baumol-Oates tax and is the most typical European system of sewage charges．By analyzing the German system of sewage charges，we can find its positive effects and its limitations，thus helping us to promote and improve the theoretical base and policy design of the environmental and economic policy．This paper shows in an empirical analysis by using the price differential model and the purpose of tax model:on the one hand，the sewage charges system in Germany has played a positive role in the control of sewage disposal;on the other hand，the German sewage charges system does not give full play to its role in resource allocation，and especially，the price differential model makes the assessment of the residual contamination below the benchmark basically no sense，and also reduces the cost efficiency;thus the significance of pollution control through sewage charges can not be completely reflected．Based on this analysis，this paper suggests，first，environmental and economic policy should examine the cost-efficiency by breaking a single policy analysis and should focus on the analysis of sophisticated policy mix to achieve multiple policy goals;second，in the future environmental policy design，to deepen and develop the policy mix analysis of clearly putting the allocation easing policy into the analytical framework will become very important．

sewage charges;Baumol-Oates tax;cost-effectiveness;policy mix;analysis

X196

A

1002－2104(2012)10－0069－09

10.3969/j.issn.1002－2104.2012.10．011

2012－05－26

張宏翔，副教授，主要研究方向為國際稅收理論等。

熊波，副教授，主要研究方向為地方政府競爭、城市公共服務供給等。

國家社科基金項目“環(huán)境稅經(jīng)濟效應分析研究”(編號:11BJY132)。

(編輯:李 琪)