资源与环境经济学 教案

第一章环境经济学的产生

第一节环境经济学的建立

在资源、生态、环境问题上，自然资源的公共性、外部性、本身的无价值性，使得自然资源

出现了“市场失灵：

.工业革命以来，工业生产规模的不断扩大和能源使用方式的革命，把自然界中许多高品位的

物质和能量，变成了低品位存在的形式。

.现代化的生产过程产生了一些新的合成物质。

.生活水平的普遍提高，公众已经开始向往和追求一个清洁、安全和舒适的环境。

第二节环境经济学研究的主要领域

.环境与经济的相互关系

.环境价值评估与其作用

,管理环境的经济手段

,环境保护与可持续发展

，国际环境问题

第三节环境经济学的发展趋势

资源的日益枯竭和环境问题的愈加亚重，资源、生态和环境问题引起了各国政府和多种组织

研究机构、环境学家、经济学家的重视。年，分析了自然资源价值评估研究进展缓慢的原因

主要是由于评估方法困难和对此缺乏足够的关注。年，认为环境核算的范围包括三个方面：（）

自然资源的枯竭：（）环境自然状态的保护；（）污染与其控制；他没有提出如何对自然资源

枯竭进行核算和估价，但从资源经济角度阐述了自然资源枯竭问题的重要性，以与自然资源

枯竭对经济的影响。

基于环境价值进入帐户的可能性，通过假定一个在全球拥有所有生态系统的独占者，测算其

在生态系统市场突然建立后所能获得的最大收益，以此来评价未来有可能包含在帐户中的生

态系统环境功能的逻辑价值。

在对生态与资源环境经济价值评估方法和理论研究的基础上，国外学者还做了大量的实证研

究。年国际科学联合会环境委员会坦织召开的L次会议上专门讨论了如何进行生物多样性的

定量研究，这次会议促使生物多样性和生态系统服务功能与其价值评估研究成为目前生态学

研究的热点。年与.的工作，将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿，

并在生态系统服务功能的研究中取得了较大的进展。

从目前国际国内上的研究来看，国际上对自然资源资产价值的研究十分重视，生态学家、资

源与环境经济学家与其它相关领域的科学家共同合作，从生态系统过程、生态服务功能与其

生态经济价值等多个方面开展综合研究，不断充实与丰富生态系统服务功能的内涵，探索其

评价技术与生态经济价值的评估方法，分析与评价生态系统服务功能的经济价值，已基本建

立起白然资源经济进展研究的理论、方法和框架。

第二章环境资源价值与环境评价方法

一、环境资源价值二、人类行为决策规则三、环境评价方法四、环境经济评价方法

现代经济学的分析框架（范式）

主流经济学：代表了一种研究市场经济中的行为与现象的理论分析框架，主要有三个组成部

分：

•视角。，即出发点，

三项基本假设；经济人的偏好、生产技术和制度约束、可供使用的资源累赋

参照系()或基准点()

理解现实的标尺；如科斯定理

分析工具()：各种图象模型和数学模型。(钱颖一：美国伯克利加州大学经济系教

授)

环境经济学框架

视角；生态经济系统观一人与环境的关系

参照系；物质平衡理论、三种生产理论、

经济效率理论、外部性理论、

公共物品理论

方法：环境资源价值与环境评价方法

政策：资源可持续利用与污染防治手段

一、环境资源价值

要评估某项社会经济活动的费用与效益，特别是环境费用与环境效益，首先必须了解环境资

源价值的含义，在此基础上，才有可能对社会经济活动的环境影响给予充分的评价。

环境经济学家是如何看待环境资源的价值的？

环境资源的总经济价值分为三部分：

()使用价值()或有用性价值()

()选择价值(>

()非使用价值()或内在价值()

使用价值包括直接使用价值、间接使用价值。

()使用价值

使用优值是指当某一物品被使用或消费时满足人们某种需要或偏好的能力。

鳗使用优值是环境资源直接满足人们生产和消费需要的价值，由环境资源对目前的生产或

消费的直接贡献来决定的。以森林为例，木材、药品、休闲娱乐、植物基因、教育和人类住

区等都是其直接使用价值。直接使用价值易于理解，但并不一定在经济上易于衡量，如森林

产品的产量可以根据市场或调查数据进行估算，但药用植物的价值却难以衡量。

间接使用优值包括从环境所提供的用来支持目前的生产和消费活动的各种功能中间接获得的

效益。间接使用价值类似于生态学中的生态服务功能。营养循环、水域保护、小气候调节、

减少空气污染等都属于森林的间接使用价值范畴，虽然不直接进入生产和消费过程，却为生

产和消费的正常进行提供了必要条件(基础)。

以上两种价值都是传统经济学一致认定的经济价值。

()选择价值

环境经济学家把人们对环境资源使用的选择考虑进来，称为选择价值。

选择价值又称期权价值,任何一种环境资源都可能会具有选择价值。我们在利用环境资源时,

并不希望其功能很快消耗殆尽，也许会设想在未来的某一天，该环境资源的使用价值会更大,

或者由于不确定性的原因，如果现在利用了这一资源，则将来就不可能获得该资源，因此我

们要对其作出选择，也就是说，我们可能会具有保护环境资源的愿望。

选择价值同人们愿意为保护环境资源以备未来之用的支付意愿的数值有关，包括未来的直接

和间接使用价值(生物多样性、被保护的栖息地等〉。

选接阶值取决于环境资源供应与需求的不确定性的存在，并且依赖于消费者对风险的态度，

因此，选择价值相当于消费者为一项未利用的资产所愿意支付的保险金，仅仅是为了避免在

将来失去它的风险。

()非使用价值

韭使用价值则相当于生态学家所认为的某种物品的内在属性，与人们是否使用它没有关系。

对于内在价值到底应该如何界定以与应该包括什么，存在着许多不同的观点。但有一种被普

遍接受的观点认为，存在价值是非使用价值的一种最主要形式。

存在价值是指从仅仅知道这种资产存在中获得的满足,尽管并没有要使用它的意图。

从某种意义上说，存在价值是人们对环境资源价值的一种道德上的评判，包括人类对其他生

物的同情和关注。例如，如果人们相信所有的生物都有权继续生存在我们这个星球上的话，

人类就必须保护这些生物，即使看起来它们既没有使用价值，也没有选择价值。由于绝大多

数人对环境资源的存在(如野生生物和环境的服务功能等)具有支付意愿，所以，环境经济

学家认为，人们对环境资源存在意义的支付意愿就是存在价值的基础。

()环境资源具有存在价值的原因

人们之所以认为资源或环境具有存在价值，是因为人们具有三种动机：

、遗赠动机；人们愿意把某种资源保留下来遗赠给后代人，从某种意义上说，它同该资源的

使用有关，因为人们认为，把资产留给后人，是为了让后人在使用它们时获得满足，因此，

很多经济学家认为，应该纳入到使用价值范围内；

、礼物动机：同遗赠动机类似，但更象是留给同代人；

、同情动机：人类对其他生物的同情与存在价值的关联性较大。

二、人类行为决策规则

人类社会经济活动包括政策和开发项目都会对环境与自然资源配置造成影响，应当对这些影

响进行评估以确定是否应该颁布或现行某项政策，是否应该开发和建设某个项目。

人类行为决策规则：权衡一项活动的利弊得失，如果利大于弊，就可以支持这项活动。“三思

而后行

从经济学角度来看，如果一项活动的收益大于成本，或者说，净收益大于零，该项活动就是

可行的。

从效率标准来看，净收益不仅要大于零，而且要达到最大化，也就是说，边际收益等于边际

成本。这种有效率的资源配置就是最优的资源配置，——静态效率。

动态效率标准；净收益的现值最大化。

保护环境资源的净收益与最大净收益

现值计算；

年后所获得的净收益的现值是,

II----

()

在时期年内，净收益流(一…，｝的现值是,

…，］Z----

()

计算现值的过程，称为贴现，其中，称为贴现率，它等于资本的社会机会成本，相当于利率。

三、环境评价方法

根据信息的可得性，有三种环境评价方法八费用效益分析、费用效果分析、影响分析

、费用效益分析

费用效益分析是经济学家用来评价项目合理性的最普通的方法，也是评估项目的环境影响的

主要的评价技术。

费用效益分析通过对环境影响进行价值评估，把人们对环境的关注纳入到项目的可行性分析

研究中6

在经济学中，项目评估与费用效益分析是两个可以相互替代的概念。费用效益分析有时又称

为成本效益分析、效益费用分析、经济分析、国民经济分析或国民经济评价。

大多数政府部门和国际机构都采用费用效益分析作为主要的项目评估方法。

经济分析:评价项目对整个社会福利水平的影响，包括对就业、收入分配、外汇与环境等方

面的社会影响。

狭义的费用效益分析只对直接的资源投入和产出效益进行评估;

广义的费用效益分析还要考虑对自然系统和环境资源造成的直接后果以与对社会、经济和环

境方面的间接影响。

传统的项目可行性研究在进行项目经济分析时，主要关心项目的回报或项目的盈利和

损失，对于环境影响最多只是定性描述，环境影响无论重要与否都没有价值计量，因此也就

难以纳入常规的项目经济分析，从而对项目可行性决策产生不良影响。

环境经济学认为，项FT可行性研究在进行经济分析时，不仅要考虑经济上的合理性，还要考

虑环境的可持续性，以便于更全面地了解项目的实际价值，预见项目的经济后果和环境后果,

避免实施使自然环境退化的项目。

对环境影响进行价值计量，即环境影响经济评价，把环境影响纳入项目经济分析，是项目经

济分析的必备部分和项目可行性决策的重要依据。

费用效益分析的概念与步骤

费用效益分析通过对比所评估项目(规划、政策)的费用和效益，对项目可行与否进行决策,

根据净效益的大小对不同项目进行排序，实现对稀缺资源的有效配置。

费用效益分析的三个步骤：

()识别项目的费用与效益；

()把发生在未来的费用与效益贴现为现值；

()对经过贴现的费用与效益进行对比。

为了评估项目的环境费用与效益,必须进行以下分析。

()确定分析范围，识别主要的环境影响：

()分析和确定重要环境影响的物理效果；

()通过价值评估技术对上述物理效果进行货币估值。

、费用效果分析

当难以用货币形式(定量化地)计算环境效益时，可以不考虑福利，只计算成本，也就是先

确定目标，然后分析达到这一目标的不同方法与其成本，选择成本最小的方法。

在标准的经济学分析中，只有当边际成本等于边际效益时，净效益才能最大化。在效蓝(福

利)难以计量时，只能以成本为标准，选择成本最小的方案。

、影响分析

当缺乏进行费用效益分析或费用效果分析所需要的信息时，要进行影响分析，不管是经济影

响，还是环境影响。

影响分析对社会经济活动的各种后果进行量化，但并不转换为一种具有可比性的量化指标，

也不一定进行优化。

四、环境资源价值评估方法

、环境损害与效益

环境损害与效益，二者密切相关。当环境质量恶化或环境退化发生时，我们称之为环境损害

（或发生了环境费用或环境成本）；如果人们采用了某些措施，使环境质量得以改善，并避免

环境损害，则避免了的环境损害就是这种改善环境行为的效益。

前面几讲指出，由于环境物品或服务的公共物品特征以与外部性的存在，导致市场失灵，造

成市场往往不能准确反映，甚至完全忽略了环境物品和服务的价值，导致环境物品或服务在

市场上的低价甚至是无价的状况。其主要原因，一是缺乏为这些物品或服务而存在的市场；

二是现有的市场不能准确地反映这些物品或服务的生产与消费的全部社会成本。

对环境损害和效益进行价值评估为制定环境经济政策提供了技术基础，是将环境问题的经济

影响纳入到环境与经济综合决策过程的一个重要步骤，

、环境经济评价

环境损害（费用）与效益的价值评估，又称为环境经济评价，是通过一定的手段，对环境资

产（包括组成环境的要素、环境质量）所提供的物品或服务进行定量评估，通常以货币的形

式表征出来。

环境经济实际上就是要衡量人们对环境物品或服务的偏好程度。物品或服务的经济价值是通

过社会上许多单个人的支付意愿的总和来衡量的，或者说支付意愿反映了个人对该物品或服

务的偏好。

对环境物品或服务进行货币化评估，为环境物品或服务赋予货币价值。通过货币的形式，能

够对人类社会经济活动的费用和效益进行测度。根据赋予环境物品或服务以货币价值的一整

套理论、原则与方法，可以把环境同其他具有货币价值的商品一样，纳入到社会经济活动的

费用与效益分析中。

货币是表征人们购买商品或服务时所表示出的偏好的单位，通过交换过程，货币表示了人们

支付意愿的实现过程与其结果。

、环境经济评价方法

基本假设：人类对于环境质量和自然资源保护的偏好对资源配置产生重要影响。

环境经济评价的基础是人们对于环境改善的支付意愿，或者是忍受环境损失的接受赔偿意愿,

强调反映个人的经济偏好。因此，环境经济评价方法多从估计人们的支付意愿或接受赔偿意

愿着手。

获得人们的偏好和支付意愿或接受赔偿意愿的途径主要有三种，所以有三类环境经济评价方

法：

（）直接市场评价法

利用直接受到影响的物品的相关市场信息，如环境污染或环境质量下降会造成农作物产量下

降，根据农产品的市场价格，就可以估算出环境污染对该种作物造成的影响大小，并以此作

为环境污染损失的价值评估。

主要方法有：剂量反应法、损害函数法、生产率变动法、生产函数法、人力资本法、机会成

本法、重置成本法等

（）揭示偏好法（替代市场法）

利用其他事物中所蕴含的有关信息，从与环境质量相关的其他商品市场所蕴含人信息，或者

说从人们的实际市场行为中推断消费者的偏好和支付意愿，如人们购买住房时，通常会把周

围空气质量等环境因素作为考虑因素之一，再根据房产市场的价格决定是否购买。

主要方法有：内涵财产定价法、旅行费用法、劳动补贴法、防护支出法等。

（）陈述偏好法（假想市场法）

直接调查个人的支付意愿或接受赔偿意愿，通过调查等方式，让消费者直接表述出其对环境

物品或服务的支付意愿或接受赔偿意愿，或者对其价值进行判断。

主要方法是；意愿评价法、意愿评级法。

、生命价值评估

许多政府计划，如控制车间里或饮用水中有毒污染物、改进核电站的安全性等，都是为了减

少疾病才挽救人的生命。可是，向这些计划分配资源的多少，取决于人的生•命价值的大小°

则，如何评估生命的价值？

最简单的答案是，生命是无价的，但这对于资源的分配问题亳无助益。由于防止生命损失的

资源是稀缺的，必须作出选择。

由于减少环境风险而挽救的生命的价值，可以由计算死亡可能性的变化并对这一变化赋以货

币价值来求得。因而，并不是对生命本身的价值进行评估，而是对死亡可能性的减少的价值

进行评估。

用这种方法获得的生命价值可经解释为“生命的隐含价值所有人为某一种死亡可能性的减

少的支付意愿之利除以这一减少的死亡可能性，就可以得出“生命的隐含价值”。

例如，假设有百万人受到某种有毒物质的污染损害，政府为此制定了一项降低这种

污染物浓度的政策：再假设实施这种政策的结果，是使死亡可能性从万分之一下降为万分之

一，这意味着死亡人数将由人减少为人。如果每一个人都愿意为这一死亡可能性的下降支付

美元（总计万美元），则生命的隐含价值大约是万美元（美元）。

在美国，大量调查研究表明，降低生命危险的生命隐含价值为到万美元，而最合适的生命价

值估计约为万美元，也就是说，从费用效益分析的角度看，政府降低死亡危险的计划只有在

小于万美元人时，才是合理的。

实际上，美国政府的许多有关健康、安全和环境的管理条例降低死亡风险的成本都在万美元

人以上。如玻璃厂神安全标准隐含为生命价值为万美元人，而甲醛的安全标准的成本是亿美

元人。

第三章自然资源的可持续利用

一、自然资源的分类

为了研究自然资源的可持续利用问题，根据自然资源依靠自然力的再生性质，自然资源可以

分为不可更新资源和可更新资源两大类。

为了研究和制定自然资源的管理政策，根据财产权是否明确，可更新资源可以分为可更新商

品性资源和可更新公共物品资源。根据能否重复利用，可耗竭资源又可分为可回收的和不可

回收的可耗竭资源。根据资源部有无替代关系，可以分为可替代资源与不可替代资源。

（-）不可更新资源——可耗竭资源

在任何对人类有意义的时间范羽内，质量保持不变，蕴藏量不再增加的资源，称为可耗

竭资源，或不可再生资源。耗竭既可看作一个过程，也可看作一种状态，可耗竭资源

的持续开采过程也就是资源的耗竭过程，当资源蕴藏量为零时，就达到了资源的耗竭状态。

为了延长可耗竭资源的经济生命，可以储藏可耗竭资源。

、可回收的可耗竭资源

资源产品的效用丧失后，大部分物质还能够回收利用的可耗竭资源，称为可回收的可耗竭资

源，主要指金属等矿产资源。资源的可回收利用程度是由经济条件决定的，只有当回收利用

资源的成本低于新开采资源时，回收利用才成为可能。资源的开采储量能够通过一些经济条

件的变化而增加。这些经济条件的变化使得以前不具开采价值的资源变得有开采价值，如资

源的市场价格上升，会刺激生产者去勘探潜在的资源，或者开采低品位的资源，此外，还会

刺激技术进步，从而提高资源利用率，或者发现可替代资源。

可回收的可耗竭资源最终仍会耗竭，耗竭速率取决于需求、资源产品的耐用性和回收利用该

产品的程度。除了需求缺乏弹性的情况外，一般来说，价格增高使需求量减少。资源产品的

使用寿命越长，对资源的需求就越少。回收利用可以通过提高产品重史使用率，或者通过重

新利用废弃产品，减少对资源的需求。

但是，可回收的可耗竭资源不可能地循环利用，无限的内循环是不可能的，每次内

循环都要产生某些损失或退化，资源存量最后一定全降低到零。

、不可回收的可耗竭资源

在使用过程中不可逆，并且在使用之后不能恢复原状的可耗竭资源，称为不可回收的可耗竭

资源，主要指煤、石油、天然气等能源资源，一旦被使用，就被消耗掉了。

能源是人类社会发展的动力，一个国家利用和获得能源的能力，决定了其在当今世界上的地

位。当代社会对能源迅速增加的巨大需求，加剧了这种资源的耗竭速率。经济条件的变化同

样可以刺激这类资源的开发利用，但是，其作用相对来说是有限的°核能的利用前景仍不明

确，目前商业运行的裂变型核电站尚不具备可持续性，铀也是一种不可再生资源是一种不可

回收的可耗竭资源。

提高资源利用率是减缓不可回收的可耗竭资源的耗竭速率的重要措施。不可回收的可耗竭资

源的使用机会只有一次，如果得不到充分利用，就会造成重大浪费，并产生大量对环境有害

的废弃物。

（二）可更新再生资源

能够通过自然力以某一增长率保持或不断增加流量的自然资源，称为可更新再生资源。有些

可更新资源的持续性和流量受人类利用方式的影响，在合理开发利用资源的情况下，资源可

以恢复、更新、再生产以至不断增长；在不合理的开发利用条件下，其可更新性就会

受阻，使存量不断减少，以至耗竭，另一些可更新资源的存量和持续性不受人类影响，如太

阳能，当代人消费的数量不会使后代人消费的数量减少。

一些可更新资源能够储存。资源的可储存性为在不同时间范围内配置资源提供了可能性，保

证不同时期的供求平衡。

、可更新商品性资源

可更新商品性资源是指财产权可以明确规定，能够被私人所有和享用，并能在市场上进行交

易的可更新资源。

这些可更新资源主要有以下特点：

完全明确的财产权，对这些资源所有者的各项权利、权利的限制以破坏这些权利的处罚等，

都有明确的规定；

专有性，由拥有这些资源带来的所有效益和费用都直接给予资源的所有者，而旦只有通过所

有者才可转卖资源使用权；

可转让性，所有资源产权可以在双方自愿的条件下，从一个所有者转移到另一个所有者，从

而实现资源有效配置：

可实施性，资源产权可保证免于他人的侵犯和非自愿的获取，使破坏权利者得到的惩罚大于

破坏权利可能得到的最大好好处或期望的非法收入。

、可更新公共物品资源

可更新公共物品资源是指不为任何特定的个人所拥有，却能为任何人所享用的可更新资源。

这类可更新资源至少具有下列特征之一；

供给的普遍性消费的不可分性或非竞争性、非减少性，是指某人对某物品的消费完全不会减

少或干扰他人对同一物品的消费；

消费的非排他性自由获取、开放使用，是指不能阻止任何人免费消费该物品。

属于公共物品的可更新资源是非专有的，非专有性是财产权的一种减弱，将导致低效率，在

这种情况下，价格既不能在使用者之间对分配和利用资源起调节作用，也不能为生产或保护

资源提供刺激作用，这种可更新资源配置的结果是可更新资源的过度开发，以与在管理、保

护和提高生产能力方面的投资不足.

二、自然资源的存量与流量

自然资源的存量是指在一定的经济技术水平下可以被利用的资源储量。在某一固定的时间点

.匕自然资源存量是一个确定的数值。但是，随着社会经济的发展和科学技术水平的提高，

已探明的资源不断被利用，新的资源不断被发现，在一个动态的时间

范围内，资源的存量又是不断变化的。

自然资源的流量是指在一定时期内资源的流入量和流出量，如可更新资源的再生量和可耗竭

资源的开采量。影响资源流量的因素包括自然的新陈代谢和人为的干预，

资源流入量包括新发现量、生长量、补充量、重估增值量等；资源流出量包括开采量、各种

损失量、重估减值量等。在一定时期内，资源流入量减去资源流出量，就等于资源净流量，

可以反映自然资源的消耗速度。

期初存量期内净流量期末存量

资源储量分析

#资源储量分析

图已知储量在资源总体系中的地位

资源总量/蕴藏量

已发现/探明的储量未发现府明的储量

意有

可开采尚未想

假

经设和

到

象的

测

猜

的储量的

义济

资源

资

源

意有

次待开采

经的储量

义

济

的

没潜在的经济临界线

物在可以预见的将来不可

fl经

济能具有经济意义的资源

质

意

义矿物学临界线

存在于地球匕但以现

在的技术得不到的资源

地壳含量临夥_____________

地质保险程度增加

资源储量可分为，已探明储量未探明储量资源蕴藏量。

资源蕴藏量等于已探明储与未探明储量之和，是指地球上所有资源储量的总和，代表着地球

上所有有用资源的最高极限。蕴藏量是一个物质概念，而非经济概念，其大小与资源价格无

关°对于可耗竭资源来说，蕴藏量是绝对减少的；对于可更新资源来说，蕴藏量是一个可变

量

己0薪明储量是利用现有的技术条件，资源位置、数量和质量得到明确证实的资源储量。已探

明储量可分为；可开采储量—在H前的经济技术水平下有开采价值的资源；待开采储量一

储量虽已探明，但由于经济技术条件的限制，尚不具备开采价值的资源。在技术条件不变的

情况下，待开果储量转变为可开采储量，在很大程度上取决于人们对这丝资源的支付意愿。

未探明储量是指目前尚未探明，但可以根据科学理论推测其存在或应当存在的资源未探明储

量可分为：推测存在的储量一可以根据现有科学理论推测其存在的资源；应当在的储量一

今后由于科学的发展可以推测其存在的资源。自然资源的利用程度取决于经济可行性和技术

可行性，随着开采成本的提高和技术难度的增加，资源利用的可能性逐渐降低。

这两个方面都包含有时间的概念，但没有表示时间的尺度，因为不同类别的资源在不同时间

的开发利用形式会有所不同。

了解上面三个概念的区别非常重要：否则就会导致错误的结论，有以下两个方面。

。如果把己探明储量当作资源蕴藏量，再根据H前的资源消费水平估算地球上的资源还能利

用的时间，就会得出悲观的结论。例如，年有人估计铜的蕴藏量(实际是已探明储量)只够

开采年，而年铜的己探明储量被证实还能开采年。罗马俱乐部年发表的《增长的极限》，也犯

有类似的错误.

实际上，这种计算方法只有在以下两个条件下才可能是正确的：资源消费量递增或保持不变,

直到资源耗竭；即使外界条件发生变化，已探明储量也不会增加。而这两个条件都是不现实

的，需求会随着价格的变化而变化，或向其他可更新与不可更新资源转换替代，储量也可能

随着勘探发现与利用技术进步而增加。

()另一个错误是认为全部资源蕴藏量都是可利用的，即把所有资源都看成是同质的，认为人

们愿意为最后一个单位的资源付钱，如果价格是无限增长的，则最后一单位的资源蕴藏量也

有可能被开果，然而价格不可能无限增长，总有一些资源由于开采成本过高，最终不会被利

用。

因此，资源的最大可利用量是小于资源蕴藏量的。更确切地说，可能被利用的最大资源储量

是不能以某一具体数字来表示的。

三、可耗竭资源的最优耗竭

对于不同类型的自然资源，可持续利用的含义不同。

可耗竭资源由于其不可再生更新性，其可持续利用问题实际上是最优耗竭问题，包括两个方面

的内容；如何在不同时期合理配置有限的资源；使用可更新资源替代可耗竭资源。

对于可更新资源来说，主要是合理利用资源，实现资源的永续利用。可耗竭费源在不同时期

合理配置的核心问题是如何实现高效率的资源配置，高效率的资源配置的社会目标是使资源

利用的净效益的现值最大化。对于可耗竭资源而言，需要合理分配不同时期的资源使用量。

下面首先分析一种资源在两个时期的配置模型，然后将其推广到更长的时期和更复杂的情况.

（一）两个时期的资源配置模型

假设，在两个时期内资源的边际开采成本（价格）是不变的

（2元/吨），且以不变的技术方式供给；在两个时期内对资源

的需求是不变的，且边际支付意愿的方程式为尸8-0.4q。

1、如果资源总供给量为30吨或以上时，在两个时期内的

配置就很容易实现高效率（暂不考虑贴现率），因为每个时期

都能得到本期所需要的15吨资源量，分别实现本期的高效率，

时期1对资源的需求量不会减少资源对时期2的供给量。

资源量

2、当资源的有效供给量小于30吨时，就会出现另一种情况。

假设资源的有效供给量为20吨，为了实现高效率的资源配置,

就要使这20吨的资源在两个时期内的净效益的现值之和达到最大

化。假设贴现率为10%。实现资源高效率配置的必要条件是，时

期1使用的最后1单位资源的边际净收益的现值等于时期2使用的最

后1单位资源的边际净收益的现值。

E点是高效率的资源配置点，在这一点上两个时期的净效益现

值之和最大（此时面积最大〕，分配给时期1的资源量为10.238,

分配给时期2的资源量为9.762。

净

时

时

净6

收

4期

收

期

5.益2

益1

现

的

现

的

值

边

值

边

际

际

'<K20）5（1^10（10）~15（5）2CX0）2

时期1（时期2）的资源量

图稀缺的可耗竭资源在两个时期的高效配置

（二）个时期的资源配置

假设前面的需求曲线和边际开采成本曲线仍然保持不变，时间由两个时期延长到个时期，资

源的供给量也相应增加到个单位。

对于稀缺的可耗竭资源，在一个有效的市场中，不但要考虑边际开采成本，而且要考虑边际

使用者成本，即由于资源稀缺产生的额外的边际成本，也就是边际机会成本（增加一单位的

当期资源使用而失去的在将来某时期使用该单位资源的边际净收益）的现值。由于可耗竭资

源的供给是固定的、有限的，今天多使用一个单位的资源，就意味着明天少使用一个单位的

该资源，今天决定多使用一定数量的资源，就意味放弃将来使用该资源的净效益。

如果资源不是稀缺的，资源价格（总边际成本）就等于边际开采成本：如果资源是稀缺的，

资源价格（总边际成本）就等于边际开采成本加上边际使用者成本。边际使用者成本主要受

贴现率的影响，贴现率的大小反映了人们对边际使用者成本和资源在代际之间配置的评价，

贴现率越大，边际使用者成本就越小，当代人获得的资源就越多，后代人获得的资源就越少。

边际使用者成本反映了资源稀缺程度和资源消费的机会成本。

在n个时期的资源配置过程中，由于假定边际开采成本保持不变，

但边际使用者成本是不断增加的，反映了资源稀缺程度的增加和

资源消费机会成本的提高。与随着时间而增加的边际成本相对应,

资源开采量随着时间而逐渐减少，直至为零。当时期为9时，总边

际成本等于人们愿意支付的最高价格，因而，由于边际使用者成

本的增加，导致总边际成本增加，实现资源的供给和需求同时为

零。由此可以看出，由于边际开采成本没有增加，资源的有效配

置也能够使资源逐步耗竭，而避免了突然耗竭。

（三）可耗竭资源之间的替代

假设有两种可耗竭资源可以相互替代，各自的边际开采成本

保持不变，在一定条件下，边际开采成本高的可耗竭资源可以被

边际开采成本低的可耗竭资源替代，这时，可耗竭资源之间的有

效配置如何？

两种资源的总边际成本都随时间而不断增加，成本低的资源

会首先被使用以获得较多的净效益。在转折点（过渡点）仔时，

两种资源的总边际成本相等，两种资源的替代是平滑过渡的。

图边际开采成本不变时，可耗竭资源之间的替代

（四）以可更新资源替代可耗竭资源

如果可耗竭资源可以用可更新资源来替代,并且可更新资源

以不变的成本供给，则这两种资源如何配置？

假设在价格为6元时，可更新资源可以无限充分供应，由于

可耗竭资源的最大支付意愿8元，这样就可能发生可更新资源对

可耗竭资源的替代。而且，由于替代资源的价格为6元，所以可

耗竭资源的总边际成本不会超过6元。

资

源9

开总边际成本

采

和

消5

费

数

量可耗竭费源的MC

时期

6706

图以边际开采成本不变的可更新资源替代可耗竭资源

虽然替代资源的出现，抑制了可耗竭资源的总边际成本的上升，但可更新资源的边际开采成本

却高于可耗竭资源，也就是说，替代发生后，资源的边际开采成本固定在更高的水平上。

在有效的资源配置中，可耗竭资源向可更新资源平滑过渡。可耗竭资源的开采量随着边际使

用者成本的增加而逐渐减少，直到替代资源出现并最终替代它。但是，由于出现可更新的替

代资源，加速了可耗竭资源的开采।耗竭更快。

可更新资源的使用开始于转折点（对应于时期），此时，可耗竭资源的总边际成本等于替代资

源的边际成本，在此之前，只使用可耗竭资源，在此之后，在时期之前，两种资源都被使用,

直到可耗竭资源用尽，在时期之后，只使用可更新资源Q

（五）边际开采成本不断增加时的资源配置

在现实中，可耗竭资源的开采成本随着开采量的增加而提高，矿物品位

的降低会带来开采成本的增加，这是一种普遍的现象。

在边际开采成本不变的情况下，边际使用者成本的当期值随着时间而增

加，其增长率为贴现率。当边际开采成本随着开采量的增加而提高时，因现

在开采而发生的未来机会损失就会减少，边际使用者成本随着时间的延伸而

逐渐下降。

边际开采成本越来越大时，未来因现在节省资源而获得的边际净效益也

会越来越小，当边际开采成本足够高时，边际使用者成本降为零，总边际成

本等于边际开采成本。在边际开采成本不断增加的情况3有些资源会因为

成本过高而不被开采，而不会被耗竭。下图是非再生资源转换为可再生替代

资源时的情况。

图增长的边际成本

（六）资源勘探和技术进步对可耗竭资源的影响

从历史上看，随着时间推移，可耗竭资源的储量和消费量不是减少而是增加了其主要原因就

是资源勘探和技术进步。

当地理位置优越、高品位的资源开采殆尽时，边际勘探成本随着时间延伸而增加，当一种资

源的总边际成本不断增加时，社会就会积极勘探新的资源。如果新发现的资源储量的边际开

采成本足够低，就会降低至少延缓总边际成本的提高速度。新储量的发现，会鼓励资源消费。

技术进步的影响是使某一时期的边际开采成本持续下降。尽管对低品位的资源的依赖增加了,

但边际开采成本还是下降了，资源为总边际成本在时间上才有可能真正降低。但是，由于可

耗竭资源数量是有限的，其总边际成本的下降只能是暂时的，最终必然上升。因此，技术进

步只是延长了可耗竭资源被替代的时间。

四、可更新资源的可持续利用管理

可更新资源是其存量可以依靠自然力不断得到补充的资源。

可更新资源也不是取之不尽用之不竭的资源，如果管理不善，

利用过度，也是可能枯竭的。怎样确定可更新资源的最优利用

率？下面以一种生物性公共财产资源——公海渔业资源为例进

行经济分析9渔业资源的重要特点是，资源的增长率与资源存

量（资源种群体数量）之间有密切关系，资源存量随着资源的

自然增长率的捕捞量的变化而变化（如下图）。

流出（捕捞量H）

图渔业资源的存量、流入与流出

、渔业资源的生物学模型：

下图是渔业资源的生物学模型，表示鱼类存量与增长之间的关系，横轴代表存量，纵轴代表

存量的增长。至*表现为种群数量增加造成增长率增加，*至表现为种群数量增加导致增长率

下降。称为最小可变种群量（最低可生存存量），在这一点上，种群数量是不稳定的，该点左

侧种群增长率为负，种群数量将会减少直到灭绝，任何力量也不能使种群数量恢复到可变水

平；该点右侧种群增长率为正，种群数量可以实现正增长，直到可以持续存在的最大群体数

量，称为自然均衡点，这是一种稳定状态，如果种群数量暂时超过，即超出了承载能力，死

亡率和迁出率就会增加，使种群数量又回到承载力范围之内。

是一条可持续捕捞线，在该线上任何一点表示与某一存量相对应的产量（即存量的增量），该

产量将不会减少资源存量，因而是可持续的，这一产量（捕捞量）称为可持续捕捞量，只要

捕捞量不变，种群数量和增长量就不会发生变化。*称为最大可持续捕捞量存量（种群），此

时最大可持续捕措量等于最大增长量。只要捕捞量等于增长量，种群规模就保持不变。过度

捕捞在短期内虽然是可能的，却是不可持续的，造成种群数量减少。

2、静态有效的可持续捕捞量

最大可持续捕捞量是不是经济上的最优捕捞量？是不是最优管理目标？

生物学上的最大可持续捕捞量并不等于效率，效率与资源利用的净效益

最大化相关。经济上的效率是指净效益最大，不仅要考虑总收益，还要考虑

捕鱼成本。

静态有效可持续产量，是指在不考虑贴现的情况下，能够产生最大年净

效益且能够连续保持的捕捞水平。

3个假设：鱼价P固定，不取决于销售量（捕捞量H）；单位捕鱼活动E的

成本W不变；单位捕鱼活动的捕捞量与鱼群的存量成正相关，鱼类种群数量

越多，单位捕鱼活动的捕鱼量就地多。

图静态有效可持续捕捞量

静态有效的可持续捕捞量如图所示，可持续总收益•，总成本图中，横轴上的任意一点代表

一种捕捞活动水平，捕捞活动量的增加将减少鱼类存量，因而从右向左鱼类种群数量增加。

当捕捞活动量不断提高时，可持续捕捞量和总收益也不断增加，直到点达到最大，如果捕捞

活动量继续增加，可持续捕捞量和总效益就会降低，点为取得最大可持续捕捞量和总收益的

捕捞活动水平。

则点是否是取得最大净收益的捕捕活动水平呢？

净收益表现为效益与成本之差，由总收益与总成本曲线的垂直距离表示。净收益在点处最大,

此时，边际收益等于边际成本，总收益与总成本之差最大，为经济上有效的捕捞活动水平。

在一般情况下，有效捕捞活动水平低于最大可持续捕捞活动水平。最大捕捞活动水平只有在

边际成本为零时才是有效率的。在点，总成本等于总收益，净收益为零，超过这一点，总成

本大于总收益，产生亏损。

、市场对渔业资源的配置

由于海洋渔业资源是公共资源，无人对海洋渔业资源拥有完全的所有权，任何人都可以自由

进行渔场进行捕捞活动，所以渔业资源存在开放使用何题。

在捕鱼不受任何限制的情况下，由于在有效捕捞活动水平上可以得到利润，便吸引更多的人

来捕鱼，捕捞活动水平的提高增加了成本，减少了利润，直到耗尽全部利涧，即达到捕捞活

动水平为止，太多的人一起捕鱼，使成本大大提高，这就是“当前外部效应。当前的过度捕

捞，减少资源存量，减少未来利润，这是“代际外部效应”。

、渔业公共政策：

鼓励水产养殖；

提高捕鱼的真实成本：限制捕捞量、休渔或禁渔——减少

渔民收入，损失社会净效益；

税收一由于增加的成本是转移成本，将这部分收益转移

到政府手中，既不增加社会成本，又减少了捕捞量，但渔民的

利益受到损失；

可交易配额。

第四章环境经济政策概论

一、污染控制政策设计

、三种思路

(「指令法规控制或直接管制方法

()以市场为基础的经济刺激方法

这两种思路需要不同程度的政府干项。政府控制污染的政策工具可以分为三大类：

排污标准、排污费(环境税)和排污权交易。

()产权交易——不需要政府干预：让市场自己达到最优。

年科斯强调了产权和排污者受害者之间讨价还价对解决污染问题的重要性。

在资源产权的保障的前提下，应当由排污者和该污染的受害者谈判，通过贿赂或补偿来自行

解决污染问题。但存在竞争不完全、交易费用过高、产权或受害主体不

明确、恐吓行为等限制。

、环境经济政策的理论渊源

排污收费制度的理论渊源是福利经济学的庇古税——私人成本与社会成本的差距,

产权交易制度的理论渊源是产权经济学中的科斯定理——社会成本的根源一谈判是科斯定

理在污染控制或环境管理中应用的第-种形式。排污权交易制度也是科斯定理在污染控制中

的第二种应用形式，并且是一种比较典型的形式。

实际上，排污标准和排污收费制度也都包含了产权的概念。排污标准是目前世界上使用最广

泛的污染管制方法，是由管制部门并依法强制实施的每一污染源特定污染物排放的最高限度。

排污标准通常与惩罚相联系，超过标准排污者将受到惩罚。排污标准难以达到最优排污量，

完全利用市场的科斯定理只能在极端条件下达到最优。很多经济学家主张用政府引导的经济

机制来达到最优排污水平——庇古税(排污收费)和排污权交易。

征收污染税的想法是英国经济学家.最先提出的，年他在《福利经济学》中建议，应当根据

污染造成的危害对排污者征税，用税收来弥补私人成本与社会成本之间的差距，使二者相等。

其特点是对排污者而不是受害者征税。

排污权交易是管制当局制定总排污量上限，按此上限发放排污许可，排污许可可以在市场上

买卖。排污权交易的想法是由..于年首先提出的。

、污染控制经济手段的三种激励机制；

()直接改变价格或成本水平，如产品收费是对产品收费，

排污收费是对生产过程收费；

()通过财政手段间接改变价格或成本，如通过财政补贴、

低息贷款或其他财政刺激(如加速圻旧)促进环保技术的

发展和环保政策的执行；

()市场发育和市场支持，市场发育一般是通过改变立法

和管制实现的，如排污权交易、配额拍卖等，通常把公共或

半公共机构负起稳定市场价格的责它称为市场支持。

二、有效率的污染水平

1、最优外部效应

社会的目的是使总效益与总成本之差最大Q

下图中，最优经济活动水平为Q*,面积A是社会净收益

最优水平，B是最优外部效应是面积QOYQ*。

图最优外部效应

2、成本有效配置

决定环境容量有效利用（或者污染物有效排放水平）的两项关

键因素是边际治理成本和边际损害成本（如下图）。

理想的排放水平和治理水平是在E*点，称为有效率的污染水平,

此时，边际治理成本等于边际损害成本，社会总成本最小，资

源实现有效率的配置。

图有效率的污染水平

、污染者付费原则

环境经济政策的目标是纠正环境问题的外部不经济性，使外部费用内部化，这一思想的具体

体现就是“污染者付费原则"（然

年，经济合作与发展组织（）向成员国推荐了这一原则，其定义是“污染者应该承担由政府决

定的控制污染措施的费用，以保证环境处于可接受的状态。换言之，在其生产过程或消费过

程产生污染的产品或服务的成本中，应当包括这些控制污染措施的费用，”

年提出上述原则时，允许国家财政对一些例外情况的污染控制给予财政补贴或优惠政策。年,

在提出执行污染者付费原则的建议时，要求各成员国不应该通过补贴或税收优惠来帮助污染

者承担污染控制费用。因此，污染者付费原则可以被解释为“非补贴规定”，即污染者应当承

担污染控制的全部费用。

除了提出的污染者付费原则外，还有一种由环境经济学家所倡导的广义的污染者付费原

则，在这种广义的形式中，当污染者利用环境处理生产过程中产生的废弃物时，环境被看作

是由污染者使用的资源，因此，污染者应支付其资源使用中产生的全部社会费用，这些费用

不仅包括污染削减费用，而且还包不由于污染造成的各种环境损害。

三、环境经济政策的一般形式

根据如何发挥市场在解决环境问题上的作用，环境经济政策分为“调节市场''和“建立市场”两

类。“建立市场”包括收取门票、明晰产权、可交易的许可证、国际补偿体制等。

“调节市场机制”是利用现有的市场来实施环境管理，例如征收各种环境税费、取消

对环境有害的补贴、建立抵押金制度等。

调节市场型的环境经济政策主要是通过“看得见的手”即政府干预来解决环境问题，其

核心思想是由政府给外部不经济性确定一个合理的负价格，由外部不经济性的制造者承担全

部外部费用。由于最先提出这一思想的人是英国经济学家庇古，所以这类环境经济政策又称

为庇古手段,

建立市场型的环境经济政策主要通过“看不见的手”即市场机制本身来解决环境问题。其基本

思想是年科斯在“社会成本问题”一文中提出的“科斯定理”，因此又称为科斯手段。两种手段

的比较；

这两类环境经济政策的共同之处在于都是为了使外部成本内部化，都允许经济人为了实现环

境目标，通过费用效益的比较，选择一种最优方案，但两类政策手段的实施途径和效果是不

同的，主要表现在：

()庇古手段多依赖于政府，如政府对环境问题与其重要性的认识以与•掌握的信息信息；科

斯手段更多地依赖市场机制。如果不存在“政策失效”，两种手段都可以.但如果出现政府“寻

租”的情况，科斯手段比庇古手段更有效。

()庇古手段需要政府实施收费或补贴，管理成本较大；而科斯手段需要政府界定产权，在

产权制度不健全，污染者数量比较多的情况下，环境资源的产权界定比较困难，企业间交易

成本较大，使科斯手段效率降低。

()实施庇古手段，除了使社会获得环境效益外，还可使政府获得经济收益，例如，在中国,

排污收费一直是环保部门筹措资金的手段；科斯手段则

一般只获得环境效益。

()庇古手段一般不提供剌激，因为费率或税率一般是固定的，并经常低于治理污染的边际

成本，由于对所有的厂商标准一样，造成厂商之间的不公平；科斯手段一般能刺激厂商采取

措施改进生产设备，减少排污。

()如果被税收保护的人企图通过自己的行为影响税负和税收，实施庇古税可能导致另外一

些外部性，如有些人为获得赔偿，搬到排放烟雾的工厂附近居住，或在工厂周围开放洗衣店,

人为增加排放烟雾的社会成本，因而带来排污税(费)的增加。

四、环境经济政策的类型

到目前为止，世界各国环境经济政策经常采用的经济手段主要有类：

①明晰产权，包括所有权、使用权和开发权等；

②建立市场，包括可交易的排污许可证、可交易的环境股票等；

③税收手段，包括污染税、产品税、出口税、进口税、资源税、税率差、免税等；

④收费制度，包括排污费、使用者费、资源(生态环境)补偿费等；

⑤罚款制度，包括违法罚款、违约罚款等；

⑥金融手段，包括软贷款、贴息贷款、优惠贷款、商业贷款、环境基金等；

⑦财政手段，包括财政拔款、赠款、部门基金、专项基金等：

⑧责任赔偿，包括法律责任赔偿、环境资源损害责任赔偿、保险赔偿等；

⑨证券与押金制度，包括环境待业证券、废物处理证券、押金、股票等：

⑩国际补偿制度。

排污费:针对排污者向空气、水、土壤排放废弃物或产生噪音而征收的费，其数额与排放废

弃物的数量、质量与对环境造成的也失有关。

使用者收费:对使用者征收的费，与污染治理成本、废弃物收集处理费用、行政费用等有关,

而与污染对环境造成的损害无关。

产品收费;对某些产品征收的费，这些产品的生产或消费或废弃对环境造成了危害，其费率与

部位产品对环境造成的危害有关。

排污权交易:排污者可以揩政府发放的排污权自由交易的制度。排污权初始发放的数量和方

法是管理者根据环境保护的目标制定的，排污权一旦发放即可按照规则自由交换。

押金返还制度:对有污染环境潜在可能性的产品先交纳预付金，如果产品使用后交还到规定

的收集点从而避免了污染，就向使用者退还预付金。

现实生活中，污染控制手段的具体形式五花八门，不胜枚举。这些经济手段所适用的领域主

要包括个方面：

污染控制：自然保护：资源利用：流域、区域环境综合管理：国际和全球环境问题：生产和

消费。

五、中国的环境经济政策

在横向上，有三个领域：

()环境污染防治；()农村生态和生物多样性保护；()自然资源的合理开发与利用。

在纵向上，有五个层次：

()中国共产党制定的有关方针和政策、宪法规定的原则：

()全国人民代表大会制定和颁布的国家法律；

()国务院制定和颁布的行政规章；

()国务院所属部委制定和颁布的规章和政策；

()地方人民代表大会和人民政府制定和发布的法规和政策，

狭义的环境经济政策：由国家行政主管部门制定的环境经济政策，即上面第、层次的内容。

我国现行的环境经济政策

根据政策执行部门来划分，我国现行的环境经济政策共有类种：

第一类，由环保部门执行的政策，分为以经济手段为主的政策(排污收费)、经济手段与标准

规定相结合的政策(排污许可证和•'三同时”制度)、拟议中的政策(生态环境补偿费)，即①

排污收费，②排污权交易(在排污申报登记和排污许可证的基础上)，③“三同时制度”，④生

态环境补偿费。

第二类，由产业部门执行的政策，即⑤矿产资源补偿费，⑥土地损失补偿费，⑦城建环保投

资，⑧废物网收利用，⑨育林费，⑩林业基金，()林业造林专项基金，()造林、育林优惠

贷款。

加三类，由综合管理部门执行的政策，即()城镇土地使用税()耕地占用税，()城乡维

护建设税，()资源税，()资源综合利用，()综合利用利润留成环保投资，()企业更新改

造环保投资，()清洁生产，()环保产业，()有益于环境的财政税收政策，()银行环境保

护贷款。

实施环境政策的必然性

年联合国环境与发展会议《关于环境与发展的里约热内卢宣言》原则条指出，考虑到污染者

原则上应承担污染费用的观点，国家当局应当努力促使内部负担环境费用，并且适当地照顾

到公众利益，而不歪曲国际贸易和友资。

对我国采用和执行环境政策，在中国环境与发展十大对策中已作了充分的说明。

中国在环境管理中采用的环境经济政策具有历史的必然性。

.中国的大多数环境政策，是在计划经济体制背景下制定的。

.在经济体制转轨和国民经济高速发展时期，各类环境问题也超孚寻常的涌现出来。

.执行命令一控制型的环境政策，需要设置大量的机构，投入大量的资金和人力。

.我国的环境保护投入，长期以来受资金供给和资金投资体制双重制约，投资总量和投资一直

不能满足环境保护的需要。

.我国地域广大，自然条件复杂，各地区经济发展水平差异较大，命令一控制型政策，会因为

过分强调环境效果而忽视经济效率和社会公平。

第五章环境经济影响评价

一、环境影响评价步骤

、建立影响因子名录

影响因子是指由于人类活动改变环境，而使人体健康、人类福利、环境资源或全球系统发生

变化的物理、化学或生物因素。

在环境经济影响评价时，相同的项目，其影响因子相同，不同的项目，也可能有相同的影响

因子。根据一般经验，总结出一个备选的影响因子名录。特别是电力与能源、工业、农业、

水处理与环境卫生部门的影响因子，以科学和事实为基础，根据影响因子与被评价的项目、

项目所在地与所在地周围区域的相关性、考察这些影响因子在项目中的具体情况，发现和补

充其它影响因子，建立膨响因子目录。

、建立影响名录

把单个影响因子与其影响联系起来，建立各影响因子的影响名录。影响是指一个受体暴露给

影响因子的变化后所发生的化学、生物或物理后果。

影响分为对人体健康、人类福利、环境资源和全球系统类。影响一般随着影响因子的增加

而增加，随着影响因子的减少而减少。

、影响因子的筛选

确定出将被评价的影响，即说明哪些需要定性描述，哪些可以量化和确定价值，不被评价的

影响也要列出e

二、环境经济影响的量化

、量化影响的定义

用一个合理的物理量化单位来表述每一种影响的大小。在环境影响评价中，应将环境影响采

用剂量一反应函数予以量化，将环境污染物的预期剂量与受体的量化影响联系起来。根据影

响的定义，影响可分为人体健康、人类福利、环境资源和全球系统类。

、量化影响的步骤

①查找需要进行全面或部分经济评估的影响，并找出相应影响因子。

②确定这些环境影响因子的量纲和数量。

③确定受体以与影响因子对受体的传播途径。

④确定描述受体所受影响的指标与其量纲。

⑤量化影响。

三、环境影响的货币化

主要是对量化了的影响赋予货币价值；影响的货币化主要有两种方法：基本经济评估法和辅

助评估法。辅助评估法中主要有成果参照法。

、文献的筛选

①所预期的环境变化应该在程度与类别上与所评估和研究的项目类似。

②如有可能，应该采用人口、区位与所评估项目相似的分析研究。

③对各研究的文化差异，应加以考虑。

④对研究的技术水平应加以评估。

用成果参照法进行文献筛选时应注意以下几点：

①有时文献报道的使用和非使用价值差异较大。②对于非市场商品和服务，不能将它们简单

的加以归类并将其价值不经修正而用于下一个项目.③对环境影响大的项目需要进行基本评

价研究。④大多数环境资源评价的工作是在发达国家进行的。

、价值调整

成果参照法与基本经济评估法研究之间的货币差异，要在评价阶段进行调整，其方式如下：

①原研究报道的价值是一个范围时，选取最合适的或可用的价值。

②从几份研究中选用所报告价值的一定区间或平均值。

③采用收益函数移植。

、计算单位时间价值

将价值乘以受影响的人数得到单位时间影响的总价格。如果影响随时间变化，则要对预期影

响存在的每一时间的价值进行估算.

、计算经过贴现的总值

①确定预期影响的时间区段，主要收益项目时间。

②采用所建议的贴现率以与其它适当的贴现率进行敏感性分析，计算贴现后的总年度损失值

和收益。

四、环境价值估算因素分析

、省略、偏差和不确定性

()省略

①确定有关环境影响的哪些因素在环境预评估或环境影响评价中被忽略了，哪些信息在经济

评价中被省略了。

②在项目经济分析报告中明确阐述这些省略的信息，并指出这些省略将如何使定量分析结果

产生偏差。

③在项i的初始特征揭示和项目准备阶段，明确需要收集的数据，以改进今后的项目评价。

o偏差

①经验数据

②样本

③方法：评估或货币化方法会使评估值偏高或偏低。

④专业影响；经济学家与生态学家的学科背景差异。

⑤部门影响；基础设施部门与环保部门的差别。

o不确定性

由于评估涉与对自然和社会经济关系变化的估算和预测，所以，在一定程度上评估内容均是

不确定的。

o偏差和不确定性的来源

①抽样误差或样本偏差

②差异性

③量度与系统误差，即真实值与估算值之差。

④主观判断

⑤语言不准确

⑥固有的随机性

⑦近似

o建议

所有关键性的省略、偏差和不确定性是否影响项目的经济可行性，应在项目经济分析报告中

列出。

、贴现与现值

()含义

贴现是指将不同年份的总社会成本和收益转换为一共同测度，使得相互之间的比较可以适当

进行。最常用的贴现计算的测度是现值

<)贴现率的选择

①对于延续几代人的长期影响，没有财政机制对后代人的环境影响损失作出补偿。

②对于任何正的非零贴现率，任何现值在一年后都将变得非常小。

③穷人采用的贴现率较高，偏重于即时需要而忽略可持续要求。

④由于人口和收入的增长，环境服务和自然资源的质量将减少。

⑤后代人可能有高于现代人的收入，但不足以补偿环境损失。

()建议

①作为一种基准情况，将一具体的贴现率用于项目经济分析。

②作为基准情况的备选方案，要通过改变贴现率进行敏感性分析，贴现率变化是否对净收益

现值产生明显影响。

、其它问题

()均等：均等实质上是公平。一般基于社会有关公平的偏好，对影响赋予权重。

()定性评价程序：它主要是对不能量化或货币化的重要影响进行描述，

()基准确定：经济评价一个重要特征是界定合适的基准。

①设备更新②机会成本③资源利用与条件。

()制度因素：主要是发展中国家的体制能够保证环境污染控制和其它弥补方法得以全部实

施和生效的程度的假设。

、结论

五、将项目评估结果纳入项目经济分析

、步骤

①审查所有项目的成本和效益，保证它们基于相似的假设。

②在整个项目寿命期内追加以年度为基础评价的成本和效益，确定成本流和效益流。

③使用规范的投资标准，即净现值()和经济内部收益率()，比较成本流和效益流。

④对关键的环境和财务项目变量进行敏感性分析。

⑤风险和敏感性分析应扩展到那些不能评估的环境成本和效益。

、计算各时间段的成本流和效益流。

、运用规范的投资标准来比较成本和效益。

、对关键项目变量进行敏感性分析。

、将非货币化的环境成本和效益纳入经济分析。

第六章环境经济政策的经济效率分析

一、污染控制成本有效配置的经济原则

1、MAC=MEC原则与MNPB=MEC原则有什么关系？

在MNPB=MEC原则情况下，企业只能通过减少产量来对政府排污收费

作出反应，其净成本是减少产量所造成的利润（私人净效益）损失，因此，

MNPB可以看作当减少产量是减少污染的唯一途径时的污染控制成本曲线。

在MAC=MEC情况下，MAC是当可以用更多的方法（包括添置污染处理

设备）来控制污染时的一般性污染控制成本曲线。

下图中，在点a、b之间，MAC<MNPB,说明污染控制的成本低于减少产

量的成本，点0、a之间，MAOMNPB,粗线是最低成本线，是企业决策时考

虑的成本线，当MEC的位置如图所示时，最优污染量Q*由MAC与MEC的交点

确定。

、污染控制成本有效配置的经济原则

在一个经济社会中，可能存在多个污染源，这些污染源控制污染的成本一般来说是不同的，

在这种情况下，如何在各污染源之间分配污染排放量，从而达到成本有效配置呢？污染控制

成本有效配置的经济原则：只有当所有排污者的边际控制成本相等时，控制污染的总成本才

会最小。

假设有两个污染源，共排放30单位污染物，现在决定要减少15单位的污

染物排放，如何在两个污染源之间分配这些污染物削减量，才能使削减污染

物的总成本最小呢？

如图，横轴表示污染物控制量或减少量，污染源1的边际控制成本从左向

右增大，污染源2的边际控制成本从右向左增大，横轴上每一点代表两个污染

源的污染物减少量的各种组合，两个污染源共15单位的污染物削减量在横轴上

每一点都可以实现。

当两个污染源的边际控制成本相等时，总控制成本（=面积A+面积B）

污染源2

图两个污染源的成本有效配置

二、排污标准的效