环境技术进步对环境的不利影响：另一个“绿色悖论”_边际效用论文

环境技术改善的不利环境效应：另一种“绿色悖论”，本文主要内容关键词为：环境论文,悖论论文,不利论文,效应论文,技术论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。

       一、引言

       近年来，经济发展过程中的环境问题引起了越来越广泛的关注。环境问题源于人类经济活动过程中产生的污染排放。由于污染排放具有外部性，所以环境政策在解决环境问题方面具有关键作用。但环境政策是否有效，学者们一直存在质疑。如Sinclair(1992)指出，税率不变的碳税只会降低化石能源的租金收入，不会影响其开发路径，因此这种环境政策是无效的。Schou(2002)也指出，由于化石能源的存量限制，污染排放必然会随其存量的减少逐渐下降，通过环境政策改变其开发路径实际上也没有意义。Strand(2007)进一步分析了清洁替代能源的支持政策对污染排放的影响，指出提前采用新能源反而会加速化石能源的开采，从而在近期恶化环境。在上述研究的基础上，德国依佛经济研究所(IFO Institute for Economic Research)主席汉斯—沃尔纳·辛恩(Hans-Werner Sinn)把对环境政策有效性的质疑称为“绿色悖论”(Green Paradox)(Sinn，2008)。

       广义上讲，只要环境政策产生了与政策目标相悖的结果，即可称为“绿色悖论”。根据对政策结果评价标准的不同，“绿色悖论”又可以被区分为“弱绿色悖论”和“强绿色悖论”。如果环境政策只是改变了污染排放的时间路径，使污染排放提前，则称为“弱绿色悖论”；如果环境政策导致累积污染排放量增加或污染排放环境损害的净现值增加，则称为“强绿色悖论”(Gerlagh，2011)。对于“绿色悖论”产生的原因和机制，van der Werf & Di Maria(2011)归纳如下：其一是环境政策提高了污染排放在未来的成本，使化石能源开采在未来的利润下降，在利润最大化的驱使下，化石能源生产者会加速开采，从而使污染排放增加(Sinn，2008等)；其二是对清洁能源的补贴会降低清洁能源的成本并使其提前进入能源市场，这会使开发化石能源在未来变得不利，从而使化石能源被更快地开采出来，也可能导致更多的化石能源被开采出来(Gerlagh，2011；van der Ploeg & Withagen，2012；Grafton et al，2010；Long，2014等)；其三是单边环境政策可能通过“碳泄露”导致碳排放在全球范围内的增加(Eichner & Pethig，2011；Hoel，2011；Ritter & Schopf，2014)；最后，对于已经颁布但会在未来执行的环境政策，政策预期会导致在颁布与执行的间隔期内，更多的化石能源被开采，从而恶化环境(Di Maria et al，2008；Smulders et al，2012等)。

       上述研究大多重视能源生产者行为在“绿色悖论”产生过程中的作用，但随着研究的深入，需求因素的重要性逐步凸显。Di Maria et al(2013)指出，现实中能源需求缺乏弹性可能会导致“绿色悖论”的效果并不明显，只有全面考虑需求和供给两方面因素，对“绿色悖论”研究才是一个“完整的圈”(Full Circle)。“绿色悖论”相关研究在引入化石能源时大多都遵循了Hotelling(1931)的传统，这就导致随着经济增长过程中自然资源的不断消耗，每个时期污染排放的规模也会越来越小。所以，虽然这些研究大多基于动态一般均衡框架并在效用函数中引入了环境，但在均衡状态下，来自生产方面的资源约束都是起主导作用的，而来自需求方面的环境约束通常无法体现。现实中，大多数工业化国家都依赖能源进口，资源约束得以通过贸易来解决，且国际能源价格受本国环境政策的影响有限。同时，环境对经济增长的约束在这些国家都已经得到充分体现。在这种情况下，来自需求方面的环境约束对环境政策的反应将对“绿色悖论”产生更为关键的影响。

       工作会带来收入，但同时伴随着闲暇的损失。环境问题与此极为类似：社会生产可以带来消费品，但同时也伴随着环境的恶化。“向后弯曲的劳动供给曲线”意味着工资的提高可能带来工作时间的增加，也可能带来工作时间的减少。与此类似，环境技术的改善对环境的影响也是不确定的。当环境技术改善导致人们通过增加产出获得的福利增加低于随之产生的污染排放导致的福利损失时，环境技术改进将会带来产出和污染排放水平的上升。在这种情况下，任何以改善环境为目标的、促进环境技术改进的政策，最终都会以环境恶化的结果收场。这也是一种现有研究还未曾关注的“绿色悖论”。基于上述考虑，本文从环境偏好对经济增长的抑制出发，分析了环境技术改善的效果，指出对于处在环境抑制状态的经济体，其环境政策可能产生不利的环境效应，从而揭示了引发“绿色悖论”的另一种理论机制与渠道。

       二、社会福利最大化与环境抑制

       (一)模型的基本设定

       1.对污染排放福利效果的刻画。假定社会福利函数如式(1)所示。

      

       其中，C代表商品的消费数量，P代表污染排放水平，λ(0＜λ＜1)为社会环境偏好强度，ε(0＜ε＜1)为替代弹性。式(1)具有如下特征：

。这说明社会环境偏好的性质有以下三个基本特点：第一，社会福利直接受污染排放水平的影响。其实，环境质量是影响社会福利水平的直接因素。但在动态分析中，引入环境质量涉及刻画污染排放对环境质量的影响、污染排放流量和污染物存量的关系以及设置环境质量初始水平等一系列复杂的问题。但实际上，只要把污染排放流量控制在特定水平，生态系统就会把环境质量维持在一个相应的水平上。因此，从环境政策的目标上看，直接在福利函数中引入污染排放是一个可以接受的简化处理方式。第二，污染排放和消费的边际效用是不相关的。这依赖于效用函数采用了一个“相加型”的函数形式。如果效用函数采用“乘积型”函数形式，当污染排放为0时，效用函数的取值也会为0，这显然与现实不符。同时，“乘积型”函数中变量的交叉二阶导数不为0，这意味着消费和污染排放的边际效用会相互影响。在经济含义上，这意味着穷人可能比富人更加能容忍环境的恶化，基于这种假定的环境政策实际上是一种歧视。采用“相加型”函数可以有效解决上述问题。第三，污染排放的边际效用损失是递增的。这否定了经济主体可以逐渐适应恶劣环境的假设，即认为环境对人类的影响更像“鲋鱼之辙”，而非“鲍鱼之肆”①。

       需要特别指出的是，式(1)中的λ代表的是整个社会的环境偏好，而非经济主体个人的环境偏好。实际上，经济主体虽然存在个人环境偏好，但却无法成为其经济行为的基础。主要原因是污染排放的外部性割裂了个人承担的污染社会成本与其经济行为之间的联系。因此，政府需要通过政策工具把污染的社会成本转化为私人成本，以做出社会福利最优化的政策决策。因为偏好无法加总，所以社会环境偏好无法通过个人环境偏好的加总而得出，它只能产生于一个有效的政策决策机制。从这个意义上讲，式(1)还隐含着一个重要的假定。即假设分析对象是一个拥有健全、有效的环境政策决策体制的经济体。通过这一决策体制，政府部门可以准确地掌握整个社会的环境偏好强度，并能够以此为依据实施环境政策。

       2.对污染排放与社会生产关系的刻画。影响政策制定者社会福利最大化决策的另一个因素是生产中产出与污染排放之间的技术关系，它代表了获得经济物品的环境代价。这种技术关系需要通过设置总量生产函数来体现。本文假定社会生产函数如式(2)所示。

       C=Y=P/ρ (2)

       在式(2)中，ρ为污染排放强度(ρ=P/Y)。式(2)是对社会生产情况的一个简单刻画，假定所有产出全部用于消费，污染排放和消费水平的技术关系是式(2)的全部内涵。考虑本文的主题是研究环境约束下环境政策的效果，所以除了环境偏好，本文在基础模型中不考虑任何其他限制生产规模的因素。实际上，环境和生产之间的影响是相互的，但在现有研究中，大多只考虑生产对环境的影响②。在设置生产函数时，现有研究主要采用以下两种方式：其一，假定污染排放与生产规模直接相关(如Gradus & Smulders，1993；Antweiler et al，2001等)，这种设定方式在模型的技术处理上相对简洁，而且易于分析经济增长与环境保护之间的权衡问题；其二，假定污染排放与生产中投入的自然资源或能源数量相关(如Grimaud & Rouge，2005；Bretschger，2005等)，这种设定方式虽然会提高模型的复杂程度，但有利于更深入地考察资源、环境与经济增长的关系。第二种设定方式最重要的一个特点是引入了资源约束对环境政策的影响。当经济增长面临资源约束时，即便没有任何政策性限制，随着经济增长过程中资源的日益消耗，资源投入的下降也会导致污染排放减少(Schou，2002等)。当一个经济体可以从国际市场上获得资源产品时，这一问题会变得更加复杂③。考虑上述因素显然会干扰本文的主题。因为如果生产规模受到了其他限制，那么环境偏好就不再是唯一约束经济增长的因素。在这种情况下，当其他约束比环境约束更加严格时，环境偏好对经济增长的影响就将无法体现。基于上述考虑，本文在基础模型中假定污染排放直接与产出关联，且假定产出不受环境偏好之外的其他因素约束。但在对结果的拓展分析中，本文将就制约经济增长的其他因素对模型结果的影响进行深入探讨。

       (二)均衡下的环境抑制

       基于上述假定，政策制定者面对的福利最大化问题将以式(1)为目标函数，以式(2)为约束条件。福利最大化的一阶条件如式(3)所示。

      

       式(3)的经济含义如下：当单位商品消费的边际效用高于生产单位商品产生的污染排放所带来的负效用时，增加消费有利，反之则减少消费有利；随着消费增加，消费的边际效用下降，污染的边际效用损失提高(减少消费则效果相反)，二者总会趋于一致；只有当二者相等时，才会实现社会福利最大化均衡。在社会福利最大化均衡下，社会产出受到社会环境偏好的约束，保持在一个特定的均衡水平。如果不发生社会环境偏好强度下降或环境技术改进，社会产出水平将不再提高。我们将该状态定义为“环境抑制”。

       对于处于“环境抑制”状态的经济体，其均衡产出水平和污染排放水平可通过求解福利最大化问题得出，如式(4)和式(5)所示。

      

      

       将式(4)和式(5)代入式(1)，可以得到该经济体的间接效用函数，如式(6)所示。

      

       由式(4)、式(5)和式(6)可知，由于ε＜1，均衡产出和污染排放水平与社会环境偏好强度、污染排放强度都呈反相关关系；同时，均衡福利水平也与上述两个变量反相关。这说明，一方面，社会环境偏好越强的经济体，其均衡产出水平和污染排放水平越低，同时均衡福利水平也越低；另外，排放强度越低的经济体，其均衡产出水平和污染排放水平越高，同时均衡福利水平也越高。上述结论的政策含义也可归纳为两个方面：其一，对于社会环境偏好很强的经济体，改进环境技术可以使其避免在低产出水平下进入“环境抑制”状态，从而提高社会福利；其二，环境技术的改进虽然可以使处于“环境抑制”状态下的经济体获得更高的社会福利，但其污染排放水平也会相应提高。

       必须指出的是，“环境抑制”的前提是社会环境偏好能够通过有效的渠道被准确表达，并最终体现为政府的环境政策强度。如果遭受污染损害的个体无法通过适当的渠道充分表达他们的意见，并反映在政府决策中，社会环境偏好将会被明显低估。社会环境偏好约束的放松将导致该经济体在本应进入“环境抑制”状态时，产出和污染排放水平仍然保持增长。在这种情况下，污染排放的社会成本只能由个体来承担。而且，承担者往往不单是污染排放的制造者，对于因环境恶化而承担社会成本的其他个体而言，这显然是不公平的。

       三、环境技术改进的不利环境效应

       式(4)说明，如果环境技术改善，虽然社会福利会提高，但污染排放也会相应增加。这意味着对于处于“环境抑制”状态的经济体，如果其环境政策带来环境技术的改善，污染排放非但不会减少，反而会因此增加。本文将这种情形称为环境政策的“不利环境效应”。不利环境效应意味着存在良好动机的环境政策可能会导致与政策目标相悖的效果，这也是一种“绿色悖论”。

       (一)不利环境效应的产生机制

       在“环境抑制”状态下，环境技术的改进会产生两方面效果：一方面，在保持当前生产规模不变的情况下，环境技术改进会降低污染排放水平；另一方面，污染排放的下降会影响社会福利最大化的均衡条件，这又会导致经济规模和污染排放的进一步变化。本文将前者称为环境技术改进的“强度效应”(因为环境技术改进表现为污染排放强度的下降)，将后者称为环境技术改进的“规模效应”。

       式(3)所示，在“环境抑制”状态下，增加单位产出(消费)的边际效用等于其产生的污染排放的边际效用损失。由于相加型效用函数中消费和污染排放两个变量的边际效用互不相关，所以当污染排放随排放强度(ρ)下降时，增加单位产出(消费)的边际效用不会发生改变。另外，由于污染排放的边际效用损失递增，加之污染排放强度降低，所以污染排放的下降一定会导致其边际效用损失降低。因此，环境技术改进最终会使增加产出的效用增进高于污染排放增加的效用损失，即扩大生产规模是理性的。这说明，如果社会环境偏好性质符合本文的设定，环境技术改善产生的规模效应一定与强度效应方向相反。

       当规模效应超过强度效应时，环境技术改进就会产生不利环境效应。在式(4)中，均衡污染排放水平与污染排放强度反相关。这说明在本文的假定条件下，不利环境效应一定会产生。这一结论与本文对环境偏好性质的设定有关。当污染排放强度下降时，假定排放水平保持不变，那么产出水平则会提高。一方面，由于相加型效用函数两个变量的边际效用互不相关，且消费的边际效用递减，所以这种情况下增加产出的边际效用增进会下降；另一方面，由于排放强度下降，在同样污染排放水平下，增加产出引致污染排放的边际效用损失减少。虽然二者同时下降，但前者下降的速度比后者慢④，所以前者一定大于后者。基于上述分析，当排放强度下降时，即便污染排放恢复到原有水平，进一步增加产出的效用增进仍然会大于效用损失，所以继续扩大生产规模是理性的。这就是不利环境效应一定会发生的原因所在。

       上述分析说明，社会环境偏好性质对不利环境效应的产生具有重要影响。如果社会环境偏好的性质与本文设定存在差异，那么不利环境效应的产生则是有条件的。首先，如果假定污染排放的边际效用递减，那么排放强度下降与污染排放边际效用损失增加两种效果会相互抵消，这会使规模效应的方向变得不确定。其次，如果消费与污染排放的边际效用是相关的(即采用乘积型效用函数)，在保持生产规模不变的情况下，当污染排放随排放强度的下降而降低时，消费的边际效用也会随之下降⑤。在这种情况下，无论污染排放的边际效用损失递增还是递减，规模效应的方向都存在不确定性⑥。规模效应方向的不确定又会进一步影响不利环境效应的产生。⑦

       (二)影响不利环境效应的因素

       本文对“环境抑制”和不利环境效应的分析是以环境技术外生和生产规模可持续扩张为前提的。但上述两个假定条件在一定程度上会对不利环境效应产生影响。环境技术改进的内生动力主要来自两方面：其一是社会环境偏好的约束，其二是自然资源的约束。随着产出规模和污染排放水平逐渐提高，消费的边际效用逐渐下降，污染的边际效用损失逐渐提高，这会促使技术进步偏向于降低污染排放强度⑧。源自环境偏好约束的内生环境技术进步并不会影响本文的结论。因为不管环境技术给定还是存在内生演进路径，只要经济增长实现动态均衡，该经济体都会处于“环境抑制”状态⑨。在该状态下，所有由外部冲击导致的环境技术改进都会产生不利环境效应。

       在引入可耗竭资源的情形下，经济增长的动态均衡是资源约束和环境偏好约束共同作用的结果。除了环境偏好的影响，逐渐耗竭的自然资源也会促使技术进步偏向资源节约⑩。因为资源消耗与污染排放正相关，所以资源节约型技术进步也意味着排放强度的下降。在考虑资源约束的内生增长模型中，均衡状态下产出和研发投入都以稳定的速度增长(11)，资源消耗则以稳定的速度下降(12)。在这种情形下，由外部冲击导致的环境技术改进虽然会减缓资源消耗下降的速度，但并不会改变其下降的趋势。污染排放也会随资源消耗的下降持续减少。这就使得在技术进步内生且存在资源约束的情况下，环境技术改进并不会引发污染排放增加。因而不利环境效应在这种条件下不会显现。

       但在开放条件下，一个经济体可以通过贸易获得资源性产品，从而摆脱资源约束。在这种情形下，不利环境效应是可以产生的，但情况会更为复杂。由于国际资源价格会影响生产中的资源投入比例，所以环境技术也会受此影响。在这种情形下，把环境技术分解为资源投入技术和污染排放技术就有了重要意义。前者与国际资源价格相关，而后者则与之无关。在本文的附录1中，我们将构建一个开放条件下的数学模型对此进行更加深入的分析。值得特别指出的是，在开放条件下，国际资源价格上涨引发的资源投入比例下降也会产生不利环境效应(13)。目前，大多数工业化国家都是资源性产品的进口国。这意味着资源约束对不利环境效应的影响在现实中不应该是一个普遍存在的现象。

       (三)不利环境效应的一些证据

       在经济增长过程中，污染排放量会呈现出“倒U型”的变化路径，这种变化路径被称为“环境库兹涅茨曲线”(Environmental Kuznets Curve，简称EKC)(14)。EKC的存在得到了实证研究的广泛支持(15)。最早对EKC进行实证研究的学者(Grossman & Krueger，1991)把影响污染排放变化的动力归结为规模效应、技术效应和结构效应三个方面。在此基础上，后续研究进一步从三次产业结构变迁、污染产业的国际转移、生产技术的内生变化和政策选择的影响等方面探讨了EKC产生的理论机制(16)。本文的分析并不否定一个经济体在经济增长过程中污染排放与产出之间会呈现“倒U型”的演变路径。所以对于没有处在“环境抑制”状态的国家，不能用EKC作为检验不利环境效应是否存在的证据。但如果对于处在“环境抑制”状态的国家，其污染排放变化路径也符合EKC，那么这将成为否定不利环境效应存在的证据。因为在EKC的下降阶段，人均产出与污染排放之间呈反相关关系；而不利环境效应假说则认为，对处于“环境抑制”状态的经济体，环境技术的改进会导致产出和污染排放同时增加。二者是矛盾的。

       在有关EKC的现有文献中，并没有直接以“环境抑制”国家为样本的研究。但作为发达国家的俱乐部，国际经合组织(OECD)国家普遍拥有较高的人均收入水平和较低的经济增长率，且都有较为严格的环境政策和环境管理体制。我们可以粗略地认为，这些国家符合处于“环境抑制”状态的特征。一些学者专门考察了OECD国家的EKC，发现其污染排放与人均产出呈现出“N型”变化路径(17)。这在一定程度上可以支持不利环境效应的存在。1995-2005年间，OECD国家单位产出能耗和CO[，2]排放强度两个指标分别以1.40％和0.38％的平均速度下降(以上数据来自世界银行的WDI数据库，经作者计算整理)，这说明其能源投入技术和污染排放技术都存在持续改进。污染排放与人均产出“N型”变化路径的二次上升阶段则表明，产出和污染排放在此期间也都在持续增加。这符合不利环境效应所呈现的特征。

       虽然严格地检验“不利环境效应”还需要更严谨的实证研究，但上述分析至少说明，不利环境效应在理论和现实层面，都是可能存在的。

       四、不利环境效应的政策含义

       环境问题的外部性不仅局限在一个经济体内部，很多情况下也是全球性的。其中最具代表性的就是碳排放引发的温室效应问题。全球范围的外部性使环境政策必须建立国际协调机制。

       (一)单边环境政策

       环境政策目标的设置有两种基本方式：其一，以污染排放总量下降为目标，也称为总量减排；其二，以污染排放强度下降为目标，也称为强度减排。只要幅度适当，即便面对未来的不确定性，两种政策目标设定方式也具有同等效力(18)。但如果考虑不利环境效应，从制定政策国家自身的角度出发，在不同发展阶段选择不同减排目标设定方式有重要的意义。

       不利环境效应说明，一个经济体是否处于“环境抑制”状态对于其环境政策具有至关重要的影响。对于非环境抑制国家(不处于环境抑制状态的国家)，污染排放强度的下降一定会使其污染排放路径下调。如果下降幅度足够大，甚至可能出现排放水平的绝对下降。但如果以总量减排为目标，高于当前排放水平的排放限额不会影响当前排放；低于当前排放水平的限额又显然不是理性的。所以，非环境抑制国家应选择强度减排方式设定政策目标。对于环境抑制国家(处于环境抑制状态的国家)，由于“不利环境效应”的存在，排放强度下降会导致污染排放进一步增加。因此，以强度减排方式设定政策目标可能会导致“绿色悖论”。如果采用总量减排方式设定政策目标，低于当前排放水平的排放限额则会造成福利损失。当然，如果把减排作为首要目标，不考虑福利损失，则只有总量减排才可以实现减排目标。

       减排目标设定方式的不同会影响政策工具的选择。环境政策工具主要有碳税、排放配额、环境技术补贴、清洁产品补贴和环境标准等几种类型(19)。其中，碳税是污染排放的“庇古税”，通过碳税，可以把污染排放的社会成本转嫁给排放者。如果信息充分，这是一种较为精准的环境政策工具。因此，碳税对总量减排和强度减排都是适用的。很多学者也支持把碳税作为主要的环境政策工具(20)。对碳排放社会成本(Social Cost of Carbon，简称SCC)的测算是一项极为复杂的工作，测算结果也存在较大差异(21)。即便如此，碳税目前也已经在很多国家实施(22)。环境技术补贴、清洁产品补贴和环境标准等环境政策工具都旨在提升环境技术水平，因此将其归于一类，统称为强度减排工具。而排放限额则旨在控制排放总量，是一种总量减排工具。由于非环境抑制国家更适合采用强度减排方式设定环境政策目标，因此其政策工具也应以强度减排工具为主。与此对应，环境抑制国家如果以减排为首要目标，其政策工具则应以总量减排工具为主。

       (二)多边环境政策

       对单边环境政策的分析说明，减排必然带来福利损失。但由于污染排放在国家之间也存在外部性，因此基于单个国家自身福利最大化的环境政策往往是缺乏集体理性的。这也是环境政策需多边合作的最重要原因。由碳排放引发的温室效应是最受关注的全球外部性(Global Externality)问题，因此本文以碳排放问题为例分析环境政策的多边协调问题。

       在环境政策多边协调的情况下，减排存在帕累托改进的可能。因为环境抑制国家的环境技术通常领先于非环境抑制国家。如果环境抑制国家实施总量减排，并向非环境抑制国家转让环境技术，其减排的福利损失可以通过技术转让所得来补偿。同时，非环境抑制国家也可通过获得先进环境技术而使福利增进。在这种情况下，只要非环境抑制国家的福利增进超过环境抑制国家减排的福利损失，环境抑制国家的减排就可以实现帕累托改进。(23)

       《京都议定书》为环境政策的多边协调提供了基本的制度框架，清洁发展机制(Clean Development Mechanism，简称CDM)是联合减排框架的核心部分。CDM可以降低发达国家的减排成本，同时也会促进环境技术向发展中国家的扩散。但本文认为，如果考虑不利环境效应，CDM在以下方面仍然存在改进的空间：

       第一，对于哪些国家实施总量减排应有明确的标准。《京都议定书》规定只有列出的国家承担总量减排责任，但在确定哪些国家承担总量减排责任及其减排幅度方面并没有明确的标准。根据本文的分析，如果环境抑制国家承担总量减排责任，并向非环境抑制国家转让环境技术，则可以在帕累托改进的情况下实现减排。关于如何判断一国是否处于“环境抑制”状态，本文认为可采用如下思路：首先选取一组最可能处在“环境抑制”状态的国家作为参照系，这些国家至少应具有高人均GDP、低增长率和环境管理制度完善等特征；进而以这些国家为样本，考察其是否存在“N型”EKC，并测算“N型”EKC末端上行的拐点；最后以拐点的人均收入水平作为确定环境抑制国家的基本标准。考虑《京都议定书》所列国家近年来的强制减排政策，样本时期可以截至该政策实施之前。同时，也可以通过审慎的实证研究，归纳这些国家的典型特征，并与特定国家EKC的特征相结合，建立判断环境抑制国家的综合指标体系。

       第二，应为如何确定实施总量减排国家的减排幅度制定科学依据。合理的方式是基于一个科学、规范、统一的数理模型测算减排幅度。首先，该数理模型必须以严谨的经济理论为基础，其环境影响参数的选取必须以权威自然科学成果为依据；其次，在依据模型进行模拟时，必须在统一的理论框架下，对各国采用符合其自身情况的不同经济参数(即依据其事实数据对相关经济参数进行校准)；最后，应依据相同的社会环境偏好确定减排幅度。强制规定相同的社会环境偏好强度相当于要求各国环境政策的实施强度必须达到统一的标准。在这种情况下，各国的减排幅度将在统一的理论框架下，依据自身的情况，基于统一的环境政策强度而得出。这对于实施总量减排的各国而言是相对公平的。

       第三，应认同发展中国家履行强度减排责任。发展中国家通常为非环境抑制国家，而非环境抑制国家实施总量减排是不理性的。《京都议定书》并没有为发展中国家设定总量减排目标。但在联合国气候变化大会的后续谈判中，部分发达国家越来越强烈地要求对发展中国家也设定总量减排目标。以中国和印度为首的发展中国家对此表示强烈反对。中国主动承诺，到2020年，把碳排放强度降低至2005年的40％～45％左右，但并没有得到发达国家的认同。这使环境政策的多边合作遭遇了较大阻力，因而进展缓慢。本文认为，允许发展中国家以强度减排方式履行减排责任会为环境政策的多边合作带来更大的发展动力。全球碳排放交易市场总额中约70％来自强制性交易市场，这说明《京都议定书》所列国家的排放配额和超过配额的高额罚金是决定碳交易市场容量及其价格的最关键因素(24)。发展中国家企业参与CDM项目的动力实际上仅来源于碳交易带来的收益，而并非来自本国环境政策的压力。如果参照发达国家排放配额的分配方式，发展中国家基于强度减排目标，也对《京都议定书》列出的行业内的企业设定强度下降目标，并对未完成目标的企业实施高额罚金(或对超额完成目标的企业提供奖金)，这将在很大程度上促进发展中国家企业更积极地参与CDM项目。

       CDM的核心作用之一是促进环境技术从发达国家向发展中国家的转移。发展中国家为企业设定强度减排目标有助于CDM更好地发挥技术扩散作用。对我国CDM项目的研究发现，大量存在的相似项目在很大程度上抑制了国外先进环境技术的转移；而且，经核证的减排量(Certified Emission Reduction，简称CER)交易并未明显地促进环境技术转移(25)。这与我国企业过分重视CER交易的短期收益、政府审批CDM项目时“技术额外性”标准的执行力度不够和我国企业在CER市场上的弱势地位有关。但从根本上看，如果存在降低排放强度的约束，企业将具有在CDM项目中采用更先进环境技术的内在动力。

       上述三方面的改进会为发达国家和发展中国家减排责任的确定提供更公平的原则，同时也会为促进环境技术扩散提供更强的动力。此外，对于发展中国家，还应设立实施强度减排责任的“毕业条款”，即在发展中国家达到环境抑制国家标准时，应停止履行强度减排责任，转而履行总量减排责任。

       五、结论性评述

       本文指出，在实现福利最大化均衡时，一个经济体将在社会环境偏好的约束下停止经济规模扩张，进入“环境抑制”状态。处于“环境抑制”状态的经济体，其环境技术的改进在一定条件下会导致污染排放进一步增加，即产生不利环境效应。“环境抑制”下的不利环境效应为“绿色悖论”的产生机制提供了一种新的解释。虽然可耗竭性自然资源约束会影响不利环境效应的产生，但主要工业化国家普遍存在的资源品进口使不利环境效应在现实中仍然可能发生。“N型”环境库兹涅茨曲线为不利环境效应的存在提供了证据。基于不利环境效应假说，本文认为环境抑制国家应采用总量减排方式设定政策目标，而非环境抑制国家则应采用强度减排方式。在环境政策的多边合作层面，本文认为应对现有CDM机制进行调整，比如，应该以是否处于“环境抑制”状态为标准确定一国是否应实施总量减排；同时，应该以相同的社会环境偏好为基础，通过科学的方法测算其应承担的减排责任；最后，还应支持发展中国家以强度减排的方式履行责任，并把发展中国家的强度减排与发达国家的总量减排有机结合，以更好地促进环境技术扩散。

       附录：

       开放性资源市场与不利环境效应

       在开放条件下，假定资源品全部由进口获得，用产出表示的资源品价格为

，产出和资源品投入的比例为k，单位资源品产生的污染为η，则社会消费的约束条件如式(A1)所示。

      

       假定效用函数的形式与正文中相同，如正文中式(1)所示。即社会环境偏好满足效用直接受污染排放流量影响、污染边际效用损失递增和污染与消费的边际效用互不相关三个性质。则社会决策者实现福利最大化时的均衡污染排放水平为如式(A2)所示。

      

       由式(A2)可知，单位资源品产生的污染排放η与均衡污染排放水平呈反相关关系。这意味着污染排放技术的改进反而会带来均衡排放水平的提高，即产生不利环境效应。

       但在式(A2)中，产出资源比k与

正相关，这意味着资源投入技术的改进并不会产生“不利环境效应”。这一结论与本文过于简化的假定有关。实际上，资源投入的比例会受国际资源价格的影响。国际资源价格越高，资源投入的比例就越低。而在这一部分的分析中，本文假定k是一个外生变量，这割裂了其与国际资源价格之间的联系。如果考虑二者之间的联系，需要假定国内存在资源部门，这在很大程度上会使模型变得更加复杂。限于篇幅，本文不再对这一问题进行更加深入的分析。陆建明和王文治(2012，2013)所构建的理论模型充分考虑了上述问题。其结论说明，国际资源价格的上升(国际资源价格的上升会降低生产中的资源投入比例，这相当于资源投入技术发生了改进)会导致均衡污染排放水平的增加，即产生不利环境效应。

       *感谢匿名审稿人的意见和建议，文责自负。

       注释：

       ①“鲋鱼之辙”出自《庄子·外物》中庄子往贷粟于监河侯的故事。困于只有少量积水的车辙中的鲋鱼，水量减少的边际损害是递增的，水枯鱼死，杯水活之，不必江湖。而对于“鲍鱼之肆”，初入掩鼻，久不闻臭，由于对恶劣环境的适应性，臭气的边际损害是递减的。气候变化的综合评估模型(Integrated Assessment Models，简称IAMs)依据自然科学领域的成果，普遍考虑了当温室气体排放增加导致气温升高到一定程度时，其给人类造成的“灾难性损害”(Catastrophic Damage)(Nordhaus，2011等)，这也说明“鲋鱼之辙”是一个更合理的假设。

       ②少数研究也涉及了环境变化对生产行为的影响，如Xepapadeas(2003)等。

       ③对开放性资源市场下资源贸易对经济增长和环境影响的分析也可参见陆建明和王文治(2013)。

       ④在假定污染排放水平保持不变的情况下，增加产出引发的污染排放边际效用损失(根据本文的效用函数，污染排放的边际效用损失为

)以ρ的速度下降，而消费的边际效用(根据本文的效用函数，消费的边际效用为

，用污染排放量替换消费量，即为

)以

的速度下降，在ε＜1的情况下，

一定小于ρ，所以当污染排放强度下降时，消费边际效用一定比污染排放边际效用损失下降得更慢。在本文的假定下，ε＜1是存在“不利环境效应”的关键因素，其含义是消费的边际效用递减。因此，该假定是有足够的合理性的。

       ⑤乘积型效用函数通常直接引入环境质量，且采用满足“稻田条件”的C-D函数形式，故消费的边际效用会随污染排放的增加而下降。

       ⑥在假定污染排放边际效用损失递减的情况下，污染排放强度下降对污染边际效用损失的影响本身就是不确定的。在假定污染排放边际效用损失递增的情况下，即便污染排放强度下降会导致产出增加引致的消费边际效用和污染排放边际效用损失同时下降，也无法直接判断二者谁下降得更多。

       ⑦有关社会偏好性对不利环境效应发生条件的数学证明，有兴趣的读者可向作者或编辑部索取。

       ⑧Bovenberg & Smulders(1995)、Stokey(1998)、Andreon & Levinson(2001)、Dinda(2004)等研究都对这一问题进行了深入分析。其中Stokey(1998)采用了环境技术外生的假定，但在探讨最优环境政策时论证了上述问题；而Bovenberg & Smulders(1995)、Andreoni & Levinson(2001)和Dinda(2004)则直接假定环境技术的内生性，其环境技术变化路径都符合使排放强度不断下降的特征。这两类研究都支持环境技术存在不断改进的内生动力，且都没有在模型中引入资源约束，因此环境技术变化的内生动力都来自环境偏好的约束。

       ⑨如果研发投入对环境技术进步的影响存在报酬递增效应，经济增长路径将是发散的。在这种情况下，经济增长不会进入“环境抑制状态”。污染排放强度会趋于无限小，进而污染排放会趋近于0。上述情况显然没有任何现实意义。

       ⑩Newell et al(1999)、Schou(2002)以及Grimaud & Rouge(2008)等研究把自然资源和环境引入内生增长模型，深入地分析了资源、环境和技术选择之间的复杂关系。这些研究指出，在经济增长的初期，由于资源相对丰富，资源投入的比例会很高，这会带来较高的污染排放，而随着资源日益稀缺，其投入逐渐下降，污染排放也会相应减少。

       (11)在特定条件下，产出的增长率可能为负值。因为资源投入的不断下降会导致污染排放减少，其引发的效用损失的减少在一定条件下会弥补产出下降的效用损失。对于其产生条件的分析可参见Schou(2002)。

       (12)在这类模型中，对自然资源的处理大多沿用了Hotelling(1931)的方式，假定资源存量给定且不存在开发成本。Dasgupta & Heal(1974)、Stiglitz(1974)和Solow(1974)建立了分析引入可耗竭资源情况下经济增长问题的经典分析框架(D-H-S-S框架)。其基本结论是如果技术进步的速度足够快或资本对资源的替代弹性足够大，可持续的增长是可以实现的。在稳定状态下，资源投入以稳定的速度减少并趋近于0，从而使资源存量趋近于一个特定的水平，永不耗竭(初始资源存量必须足够高，其条件可参见Stiglitz，1974)。在内生增长框架下的研究基本上沿用了D-H-S-S框架对可耗竭资源的处理方式，相关研究可参见Schou(2002)、Grimaud & Rouge(2005)和Grimaud & Rouge(2008)等。

       (13)陆建明和王文治(2012，2013)分析了开放条件下国际资源价格和污染排放之间的关系，从理论上论证了二者之间存在正相关关系，基于多国面板数据的经验研究也支持了这一结论。

       (14)对“环境库兹涅茨曲线”较为规范的定义可参见包群和彭水军(2006)，该文给出的定义如下：在经济发展初期阶段经济增长、人均收入的提高将会导致环境质量的下降，但是一旦经济发展超越了某一临界值点，人均收入的进一步提高反而会有助于降低环境污染、改善环境质量。

       (15)对EKC进行实证检验的文献很多，比较具有代表性的如Grossman & Krueger(1995)以北美自由贸易区为样本的研究、Selden & Song(1994)和Bellla et al(2013)等基于跨国面板数据的研究、Stern & Common(2001)等基于特定污染物的研究等。针对中国的研究较具代表性的有包群和彭水军(2006)、于峰等(2006)、和He & Wang(2012)等。

       (16)在上述研究中，Torvanger(1991)、Bruyn & Sander(1997)等在把EKC解释为农业、工业和服务业三次产业结构变迁的结果时，认为污染排放呈现“倒U型”路径是因为经济的主体成分首先从清洁的农业升级为污染程度较高的工业，再升级为清洁的服务业。Copeland & Taylor(1994、1997)以及Antweiler et al(2001)等研究则分析了开放经济中自由贸易对环境的影响，认为发达国家会通过贸易和投资将污染产业转移至发展中国家，从而解释了发达国家污染排放的倒U型变化路径，即“污染天堂”假说。Andreoni & Levinson(2001)、Dinda(2004)等重点分析了内生技术变化如何导致污染排放的倒U型路径。Smulders & Bretschger(2005)等则重点分析了环境政策对EKC形成的影响。

       (17)针对OECD国家EKC的研究可参见Martinez-Zarzoso & Bengonchea-Morancho(2004)和Bellla et al(2013)。以Bellla et al(2013)为例，该研究选取了22个OECD国家和55个非OECD国家1971-2006年的数据为样本，其结果显示：全样本下的回归结果较好地支持了EKC假说；非OECD国家样本下，人均产出与CO[，2]排放呈现出单调递增的关系；OECD国家样本下，虽然加入人均产出二次项的回归结果支持了EKC假说，但加入人均产出三次项的回归结果却显示人均产出与

排放之间呈现“N型”变化关系，且拐点出现在人均产出达到20557美元时。

       (18)张友国(2013)利用CGE模型对我国实施强度减排和总量减排的绩效进行了比较，在考虑了要素替代弹性不确定性的情况下，该研究认为中国的强度减排承诺是有足够诚意的。

       (19)大多数关于环境问题的研究都涉及环境政策工具的实施效果问题，Aldy et al(2009)对此进行了较为全面的评述。另外，Sattzetakis et al(2009)还指出，为消费者提供有关消费品污染含量的信息也应作为环境政策的一部分。

       (20)Weitzman(1974)、Pizer(2002)和Nordhaus(2006)等研究都指出，通过征收碳税，依靠价格机制实施环境政策会具有更好的福利效果。

       (21)Brander et al(2008)对211项测算SCC的研究进行了荟萃分析(Meta-analysis)，Nordhaus(2011)也对现有SCC测算结果进行了比较。上述研究指出，不同研究SCC的测算结果具有较大差异。且其原因主要是贴现率选择的不同和在多国模型中各国福利份额权数(Equity Weights)选择的不同。我国学者也对我国的最优碳税问题进行了分析，如姚昕和刘希颖(2010)测算的我国最优碳税为18.28元/吨，这与Nordhaus(2011)的结果有很大差异。Nordhaus(2011)的测算结果是，在高贴现率下中国2015年最优碳税为10.40美元/吨(其货币单位为以2005年为基期用购买力平价折算的国际美元)，在低贴现率下为28.94美元/吨。

       (22)世界各国实施碳税的基本情况可参见乔晗和李自然(2010)。

       (23)有关这一部分的模型化分析见附录。

       (24)在2008年全球碳交易市场1260亿美元的总交易额中，920亿美元(约70％)来自于欧盟排放交易体系的配额和衍生品交易。欧盟规定，试验期(2005-2007年)超额排放的罚金为40欧元/吨，执行期(2008-2012年)为100欧元/吨(邹亚生和孙佳，2011)。

       (25)相关研究可参见郑文和张建华(2012)。

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