实验经济学视角下的非点源污染控制政策研究一个文献综述.pdf

2014 年 6 月公布的《2013 年中国环境状况公报》显示,长江、黄河等十大流域的国控断面中水质最差的劣 V 类断面达到 90%,湖泊(水库)中富营养化的比例为 278%,水质与上年相比并无明显变化。水质下降造成的水质性缺水加剧了中国本已严峻的水资源紧缺形势。根据世界银行 2009 年的一份报告,中国每年约有 250 亿立方米的水因受污染而不能使用,这成为用水需求得不到满足和地下水耗竭的部分原因(Xie,2009)。水污染按其来源可分为点源和非点源(或称作面源)两大类。点源污染主要来自工业和生活污水的集中排放,非点源污染(non -point source pollution)的来源比较广泛,如水土流失、农业化学品过量施用、地表径流、禽畜养殖和农业与农村废弃物排放等。非点源污染是个全球普遍存在的严重的环境问题。根据美国 2000 年的《全国水质现状》(National Water QualityInventory)数据,农业生产是美国非点源污染的最大贡献者,也是造成全美河流湖泊水质损害的最主要来源(US Environmental Protection Agency,2000)。而墨西哥湾农业非点源污染氮负荷的输入比例已经超过 90% (Diaz et al,1999)。我国 2010 年发布的《第一次全国污染源普查公报》显示,农业非点源污染排放对水环境影响较大,其化学需氧量占排放总量的 437%,总氮、总磷分别占排放总量的 572%和 674%。数据表明,农业非点源污染已经成为我国水体污染的重要来源。对于点源污染的治理来说,由于污染源的可追溯性,因此通常采用命令-控制、庇古税等传统的政策工具进行管控。而对非点源污染来说,由于污染物复杂的迁移过程,自然因素的随机干扰①,以及技术或财力制约下委托人(规制者)对代理人(污染者)污染排放和污染削减行为的不可观察性,因此选择何种政策以应对一直是个相当复杂的问题(Shortle and Dunn,1986;Segerson,1988;Braden and Segerson,1993;Tomasi et al,1994;Shortle and Abler,1997)。污染物排放的随机性、扩散性、不可追溯性和地点-特征(site -specific)特性,使得规制者往往只能观察到一定水域的总体污染程度而无从推断个体贡献,由此导致传统的用于控制点源污染的基于个人排放水平的政策工具在控制非点源污染方面失效(Griffin and Bromley,1982;Segerson,1988;Shortle and Dunn,1986)。而生产投入、污染者的个体特征等作为个人排放水平的替代观测指标往往也较难估计,即便可行,不可靠的估计值也很难被实际的政策设计所接受(Shortle et al,1998;Shortle and Horan,2001)。于是,从 20 世纪 80 年代后期,经济学家开始探寻理论上更加可行的政策机制作为对传统工具的替代。例如,引入基于周围环境污染物水平(ambient pollutant levels) 的集体激励工具(group incentive instruments)②,以解决非点源污染中普遍存在的集体道德风险问题(Segerson,1988; Xepapadeas, 1991, 1992, 1994; Cabe and Herriges, 1992; Herriges et al, 1994;Hansen,1998;Horan et al,1998,2002;Shortle and Horan,2001;Karp,2005;Segerson and19 2015 年第 2 期①②这里的迁移过程体现在地表径流、土壤入渗等,自然因素的随机干扰包括降雨、地形和土壤类型等。包括环境税(ambient tax)、环境补贴(ambient subsidy)、集体罚款(collective fines)、自愿-威胁(voluntary -threatapproaches)和非正式机制(informal mechanism,如污染者之间相互惩罚(peer punishment))等。Wu,2006;Suter et al,2010;Cason and Gangadharan,2013)。引入拍卖机制揭示农户响应环境友好技术(典型的如最佳管理实践,Best Management Practices,BMPs) 的私人机会成本(Talor et al,2004;Cason et al,2003;Cason and Gangadharan,2004,2005),以解决政府和农户之间的信息不对称问题。然而,这些理论上可行的工具推广到复杂的现实世界是否可行,其政策效率和稳健性如何?在缺乏自