初始分配范文（精选8篇）
初始分配 第1篇
关键词：初始排污权免费分配,初始排污权有偿分配,争论
自从排污权交易制度在美国实行之后, 引起了世界各国的高度重视, 并已在许多国家得到实际应用。排污权交易的基本原理并不复杂, 它具有非常强的实践性。然而, 实行排污权交易制度时, 在理论和现实应用中首先要解决的一个关键问题, 就是排污权的初始分配。Barde (1995) 认为, 排污权初始分配是排污权交易过程中的主要问题, 是实施排污权交易制度的基本前提。在制定政策的过程中, 排污权初始分配是最大的难点。Heller (1998) 则把排污权的初始分配当作一个政治性的难题。Woerdman (2000) 的研究表明:排污权交易市场的活跃程度和交易总量, 在很大程度上取决于科学合理的排污权初始分配方式, 主要包括:拍卖、免费分配、拍卖与免费分配结合的混合分配、政府定价出售等基本方式。
初始排污权的免费分配及其争论
张利飞 (2011) 认为, 在极端的完全竞争条件下, 排污权市场价格不受排污权初始分配方式的影响, 即不论排污初始权如何分配, 企业污染减排总成本都可以达到最小化。他认为, 要达到社会排污成本最小化, 就要由治污成本低的企业生产研发减排技术, 将剩余排污权出售给减排成本高的企业。这样, 不管减排成本高低, 交易双方都获得了利益, 从而达到企业追求的利润最大化目标。然而在现实中, 这样的极端市场是不存在的, 市场的不确定性, 使得企业的行为不按上述设想发展, 导致不同的初始权分配产生不同的市场效率, 特别是市场势力的存在, 更加速了排污权交易效率的降低。下表总结了不同初始排污权分配方式的机制和优缺点。
从上表可看出, 排污权交易是通过把购买初始排
污权的成本计入产品成本来改变产品的相对价格。一般情况下, 初始排污权的免费分配对于产品价格影响小于拍卖, 更能被企业所接受。因此, 在我国初始排污权免费分配方式占据主导地位。不少学者还就此分配方式研究了分配方法, 如李寿德 (2003) 、赵文会 (2007) 分别通过构建排污权初始分配的多目标决策模型和极大极小模型, 得出了排污权初始免费分配最优分配方案。李巍等 (2005) 以大同市为例, 提出了SO2初始排污权的金字塔形分层次的逐级分配模式。但是有的学者却认为, 免费分配方式引发了社会补偿的不公平和行业产生暴利的问题 (Goeree, 2010;Betz, 2010;Burt raw, 2008;Sijm, Neuhof f&Chen, 2006) 。而沈满洪、赵丽秋 (2005) 基于企业和政府的不同视角, 比较三种排污权分配方法得出如
下结论:公开拍卖接近于均衡分配结果, 体现了公平、公开、公正的原则, 而固定价格出售和免费分配的方式对于均衡结果有比较大的出入, 而且容易出现分配不公平。张京凯、陈廉 (2009) 则认为, 政府定价出售方式操作方便, 但是政府定价不能反映市场供求关系, 也可能出现政府部门操纵价格的现象, 甚至造成排污权交易二级市场疲软现象的产生。
初始排污权有偿分配研究及其争论
Betz (2010) 观测了温室气体的减排边际成本, 他发现初始排污权的拍卖机制可以帮助厂商判断其购买排污权的经济效率问题, 并为其对于是否实施排污权交易做出正确的判断。Cramton&kerr (2002) 对于拍卖机制, 从微观和宏观两个层面的分析支持了Betz的观点。他认为, 对于初始排污权的拍卖, 排斥了企业囤积排污权的行为, 阻碍了厂商利用排污权进入垄断市场, 体现了社会的公平。另外, Goulder (1999) 、Fullerton和Metcalf (2001) 还利用一般均衡模型, 证明了拍卖带来的公共收入而引起的经济效率损失比税收小的观点, 体现了拍卖的高效率。
由于拍卖种类繁多, 许多学者就各类拍卖进行了不同的研究, 如Peter Cramton和Suzi Kerr (2002) 分析并比较了降价拍卖和增价拍卖两种拍卖方式, 指出增价拍卖比降价拍卖具有更多的优势。但是Burt raw (2009) 认为, 增价拍卖更容易导致市场合谋行为, 造成垄断的产生。而垄断市场很可能采用歧视价格的拍卖方式, 然而, 统一价格拍卖方式对社会具有更大的福利效应 (Cong&Wei, 2010) 。
1.拍卖的争论:市场势力问题
Bohm (1989) 的实验表明, 市场交易执行拍卖机制, 特别是利用双向拍卖机制, 能减少交易过程的市场势力。而与上述研究相反的是李寿德和黄桐城 (2005) 的研究, 他们发现, 在拍卖过程中, 经济实力对初始分配的结果有很大的影响, 因为大型企业可能会出现操纵市场的行为, 从而导致中小企业排污权的分配不公。实践中, 垄断厂商往往利用其市场势力, 影响甚至操控排污权交易市场上的交易价格与交易量, 通过对控制排污权这一生产要素, 扩大其市场势力。具有垄断势力的厂商将自身多余的排污权通过拍卖的方式归为自己所有, 从而使得市场结构不能竞争化, 导致市场失灵, 失去经济效率 (Montero, 2009) 。
2.拍卖的争论:有效性问题
Mulle和Mestelman (2002) 通过实验, 模拟了24个不同的变动市场, 发现在卖方垄断条件下, 排污权平均交易价格高于一般均衡价格;而在买方垄断下, 交易平均交易价格低于一般均衡价格。由此, 他得出结论:利润依据垄断势力的大小重新获得分配, 但从总体上看其有效性不会受到明显的影响。而Myerson和Satterthwaite
(1983) 则认为, 在双向拍卖机制下, 买方要价低于真实价值, 而卖方要价高于其真实价值, 所以在拍卖均衡时, 效率会有所下降, 达不到100%有效的结果。泰坦伯格等对此持支持观点。刘瑾 (2009) 支持了拍卖方式的游说避免优势, 但是, 因为拍卖导致规则向富人倾斜, 使资源控制在有用财富的人手中, 所以, 她在文献中重点强调了排污权交易市场有效性受影响的问题。
排污权分配方式福利分析
Burt raw (2008) 将排污权免费分配看作是政府发放的现金津贴, 所以, 在竞争市场中免费分配情况下的排污权价格水平不会被扭曲。然而, Goeree (2010) 比较认同排权的拍卖方式。他认为假如排污量大的厂商获取了比较多的排污权, 那么, 免费分配会使排污权二级市场价格升高, 而拍卖方式则会实现产品价格降低, 同时使得消费者福利增加。Woerdman (2005) 则认为, 为避免在长期竞争中破产, 获取免费排污权的厂商会将排污权的机会成本计入产品价格, 使此价格与以拍卖方式获取排污权厂商的产品价格相等。因而, 他认为免费方式与拍卖同样具有效率性, 并不会造成市场竞争的不公平。
参考文献
[1]李寿德.排污权交易思想及其初始分配与定价问题探析[J].科学学与科学技术管理, 2002 (1) .
[2]Betz, R.Auctioning greenhouse gas emissionspermits in Australia[J].Australian Journal of Agricultural and Resource Economics, 2010.
[3]Liao C, nal H, Chen M H.Average shadow price and equilibrium price:case study of tradable pollution permit markets[J].European Journal of Operational Research, 2009.
初始分配 第2篇
9月21日，国家发改委发布《用能权有偿使用和交易制度试点方案》(下称试点方案)，选择在浙江省、福建省、河南省、四川省开展用能权有偿使用和交易试点，2016年做好试点顶层设计和准备工作，2017年开始试点。到2020年开展试点效果评估，视情况逐步推广。
节能量交易、用能权交易、碳交易三者之间的重叠交叉如何解决？ 所谓用能权，指的是企业年度直接或间接使用各类能源(包括电力、煤炭、焦炭、蒸汽、天然气等能源)总量限额的权利。用能权交易，是在区域用能总量控制的前提下，企业对依法取得的用能总量指标进行交易的行为。
由于各类企业的用能情况不一，用能权交易试点开始运行后，在能源消费总体控制的前提下，企业获得的初始配额以免费为主，若超过一定配额就需要在交易平台上购买，若没有用完配额也可以卖出用能权。
这套交易方法大体上类似于现有的碳交易。用能权交易的基础是能源消费总量控制，属于前端治理；碳排放权交易的基础是碳排放总量控制，属于末端治理。
2015年，中共中央、国务院印发的《生态文明体制改革总体方案》中首次提出了用能权交易。今年两会后发布的“十三五”规划纲要再次提及“用能权”概念，提出建立健全用能权初始分配制度，创新有偿使用、预算管理、投融资机制，培育和发展交易市场。
试点方案提出，之所以选择前述四个省份作试点，是由于其“已有一定的工作基础，开展试点工作积极性较高，具有代表性”。试点地区要根 据国家下达的能源消费总量控制目标，结合本地区经济社会发展水平和阶段、产业结构和布局、节能潜力和资源禀赋等因素，合理确定各地市能源消费总量控制目标。在能源消费总量控制目标的“天花板”下，合理确定用能单位初始用能权。
四个试点中的浙江省，是全国最早开展用能权交易试点的省份。2015年5月，浙江省发布了《关于推进我省用能权有偿使用和交易试点工作的指导意见》，随后海宁市、嘉兴市、临海市、衢州市、桐乡市均制定了用能权交易地方性规定。
初始配额的分配是基础，也是用能权交易的核心，难度最大 对此，试点方案提出，制定科学的初始用能权确权方法，区分产能过剩行业和其他行业、高耗能行业和非高耗能行业、重点用能单位和非重点用能单位、现有产能和新增产能，实施分类指导。产能严重过剩行业、高耗能行业可采用基准法，即结合近几年产量、行业能效“领跑者”水平以及化解过剩产能目标任务，确定初始用能权；其他用能单位可采取历史法，即近几年综合能源消费量平均值确定初始用能权；结合节能评估审查制度，从严确定新增产能的初始用能权。
方案特别提出，鼓励可再生能源生产和使用，用能单位自产自用可再生能源不计入其综合能源消费量。
对于用能企业而言，配额内的用能权以免费为主，超限额用能有偿使用。用能权有偿使用的收入应专款专用，主要用于本地区节能减排的投入以及相关工作。在交易环节，交易标的为用能权指标，以吨标准煤为单位。用能权指标每年清算一次，卖出的用能权从当年或上一年度用 能权指标中扣除，但不影响下一年度的用能权指标；买入的用能权计入当年或上一年度用能权指标，但不计入下一年度；剩余的用能权指标不计入下一年度。
试点方案称，用能权初始交易价格由试点地区确定，伴随市场发展，逐步过渡到由交易方集合竞价方式形成交易价格。
目前，在节能减排领域共有三套类似的并行制度，即节能量交易、用能权交易和碳排放交易。业内人士指出，三套制度在历史数据、规范对象和调控手段上存在较大的重叠交叉面。制度存在衔接不畅的问题，且尚有一些技术性问题有待解决。
试论排污权的初始分配模式与方法 第3篇
关键词：排污权交易制度 经济优化 初始分配 初始分配方法
1.排污权的初始分配依据
在未来研究的一个非常重要的课题仍然进行有效的新模型的设置。这里构建的模型被称为“极大极小”模型，这个模型是用来免费分配初始排污权的，同时还讨论了这个模型的具体算法，在实践中更贴近实际经济情况，对政策制定者来说更具有参考价值.湛江港湾海域排污权交易制度中企业污染排放量初始化分配采用免费分配方式。环境管理部门根据湛江港湾环境容量及现有排污企业排污许可证中污染排放总量以及结合企业排污水平合理、科学的分配指标。政府可储备部分污染物排放量，用于分配或售卖给新进企业。但湛江港湾海域排污权交易制度实施初期企业拥有规定容量资源的使用权是无需付出成本的。这种分配方式，对于企业来讲，不会在成本方面得到增加，相反的，对于企业来说，是一笔资产的增加，比较容易被接受。产权只要被进行了明确定义，同时不存在交易费用的话，不管初始产权被如何配置，借助于交易的形式，资源最是能够实现配置最优，即：产权的初始配置对于资源的最有效利用不会产生任何影响。
2.初始分配必须要坚持的基本原则
对于排污权交易来讲，初始分配意义重大，方法是不是恰当会直接的对不同利益方产生很大的影响，对于总的控制目标之实现也有很大的关系。按照当前的经验，我们知道对初始分配产生影响的主要因素有：湛江港湾海域水资源具体的环境容量，水资源汇流区居住的居民数量，湛江当前的经济社会发展情况，技术的水平，总体的规划等等，出于对这些诸多因素的考量，初始进行排污权的分配。必须要坚持公平合理、经济优化的原则，在尊重历史的前提下，进行微观的协调。
3.初始分配模型
选取指标： 按照初始分配排污权的相关因素和需要遵循的基本原则，进行指标的选取，在上文研究分析的基础之上，对于湛江港湾排污权交易的相关影响指标可以划分为四个不同的层次，分别是：科技水平，社会公平，经济发展以及环境现状。在细化各个不同层次的基础之上，得到了表1。
确定指标权重需要遵循如下方法：层次分析法。上世纪七十年代，Saaty这一出名的美国运筹学家提出了层次分析法，评价方案的最基本的目标就是确定湛江港湾海域排污权初始分配指标的具体权重大小，上文陈述了相关的评价指标体系和具体的准则。主要的评价模型包括了如下四层：方案层、指标层、准则层，还有目标层。每一层都是由不同的因素组成的，不同层次之间的结构为递解的类型，不同层次之间的从属关系借助于框图进行具体的表现，这些框图就是层次结构图（见图1）。
构造比较判断矩阵： 上面的评价模型里面，上面一层的因素可以用来对下面一层含括的要素进行比较评判。为了方便，比较选择的为两两进行的方式，在选择了上面一层中的某一个因素作为准则进行比较的时候，可通过比较标准（aij）对层次里面第i个和第j 个元素进行相对重要性的认识，aij一般选取正整数1…9和它们的倒数作为其值，aij构成具体矩阵就是比较判断矩阵A=[aij] 。对aij进行取值要遵守的基本规则如下：
确定总量：按照湛江所有水功能区能够纳污的具体能力状况，还有当前排放的污染总量，湛江港湾海域委员会提出总排放量的意见，设定的目标为COD38.20（104t/a，氨氮2.66（104t/a），初始分配的主要对象为COD和氨氮的初始排污权的分配。所有的指标数据：人口总量、非农人口比例、人均GDP、污染物入河排放量、出境断面水质达标率（源自水质监测）、河段长度、社会经济与水文的统计数据（详情见表2）。确定贫困地区倾斜指数与地区开发指数的方法如下：地区开发指数反映的对象主要为工业在此地区的具体发展水平，这个指标是对经济进行评价的重要指标，还需要对排污效率和工业增加值进行综合性的考虑。对于地区开发指数的内部因素进行因素权重确定的时候借助于层次分析法进行。借助于归一化，对两个内部因素进行处理，而后依据权重向量进行地区开发指数的具体确定。
贫困地区倾斜指数主要考虑的为一个地区的社会公平性，这个因素让每个地区都获得了相同的发展权。借助于对城镇和农村人均纯收入进行衡量获得，依据的数量指标为2005年，国家城镇和农村人口的平均比例41.76∶58.24所（详情见表5-4）。假定i区人均收入是xi，据此有i区贫困区对应的具体倾斜指数：
借助于这个计算公式，我们知道指标值越大的时候，就越需要倾斜，在I6>1的情况下，这就是说这个地区是需要进行倾斜的，在I6<1的情况下，这就说明这个地区是不需要予以倾斜的。
表3体现了在计算基础之上对湛江港湾海域排污权进行模型指标权重的初始分配。经由模型预算获得湛江港湾海域各个地区氨氮与COD排污权的初始分配量。
4.总结
这个模型不但全面，而且具有很好的综合性，还能够对不同的因素产生权重大小不等的影响，比较合理，也能够对环境经济的发展进行很好的协调。借助于在诸多不同措施，对污染治理予以很好的管控，促进环境保护，提升污染治理的效率，实现人和自然的协调发展。
【参考文献】
[1]幸红，排污权交易及其法律规范，学术研究，2006年第8期，第77页
[2]陈俭峰. 试谈我国排污权交易制度建设的几个问题——以绍兴市为例[J]. 经营管理者. 2010，12（05）：65-66
我国排污权初始分配问题探析 第4篇
一、排污权初始分配的基本特点
(一) 初始分配的实质是排污企业与政府之间的交易行为
从排污权的性质来看, 它是一种他物权, 是由管制者对环境的所有权而派生出的。排污权对其所有者而言是一种私权;同时, 环境资源又附存着社会公共利益以及不具有独占性和竞争性的生态环境功能。因此, 它又是一种公共品, 而这种公共品需要由政府 (代表公众利益) 采取非市场手段来加以提供和保护。所以说, 排污权的初始分配实质上是排污者与政府之间的交易。
(二) 排污权交易制度顺利推行的基础是公平性和有效性
目前研究证明, 排污权的初始分配是一个政治和技术上的难题, 排污权交易制度能否顺利推行是以初始排污权分配的公平性和有效性为基础, 也是当前利用排污权交易治理环境污染最大的争论所在。因为, 合理进行排污权的初始分配, 既关系到社会上某些集团的利益得失, 也关系到企业财务负担。同时产权初始状况会影响到产权交易的交易费用, 从而决定了由产权初始分配到达资源优化配置这一过程的时间长短。
(三) 免费分配为管理部门留下寻租空间
排污权兼具私人物品和公共物品的双重属性。如果排污权由管理部门免费分配的话, 排污权的总量确定以及如何在各个厂商之间配置就成了管理部门的权力资源, 这就给权力寻租留下了空间。即便政府做到清廉, 政府的决策也有可能因为分配的不当而发生失误, 从而造成经济效率的损失。因此, 必须建立科学合理的初始分配机制, 提高交易的经济效率, 压缩分配中的寻租空间。
(四) 效率和公平是初始分配的主要评价准则
效率是衡量一项政策工具有效性的一个重要标准。在完全竞争市场条件下, 市场经济能够有效解决效率问题, 但作为社会管理者不仅要考虑效率还要考虑公平。而公平是指将这些资源的成果公平地分配给社会成员。在一般情况下设计政府政策时, 效率与公平这两个目标往往是不一致的, 在排污权的初始分配方面也是如此。因此, 从上述对排污权初始分配的基本特点分析可知, 初始分配在排污权交易制度的运行效率及如何推行具有重要研究意义。
二、排污权的初始分配模式及各自优缺点
排污权的初始分配是排污权交易实施的前提。初始分配方式的不同, 不仅会影响到企业的财务绩效和会计核算, 还会影响到排污权交易的效率等。作为排污权交易的起点, 初始分配模式主要分为免费分配模式和有偿分配模式。
(一) 免费分配模式
在排污权的免费分配模式下, 企业初始获得的排污权是免费的, 即由控制区域的环境管理部门将区域内的某种污染物排放总量指标, 按照一定的公开标准免费分发到当地的排污企业。这种分配模式既不会影响企业的财务绩效也不会增加企业费用, 因此不容易引起企业的抵触而被世界各地广泛采用。同时, 使用此模式主要还有以下三方面的原因:第一, 免费分配模式下排污企业为社会福利做出了一定贡献。第二, 我国很多中小企业的经济实力还不能保证有足够的资金购买全部有偿排污权, 而免费分配模式实质在不增加排污企业负担的前提下为企业增加了一笔资产, 易被排污企业接受并推广。第三, 我国经济总体还处于粗放型增长方式, 中小企业多为劳动密集型企业且排污较严重。因此, 排污权免费分配模式是有一定现实意义的。
(二) 有偿分配模式
排污权免费分配的方式易于操作并适合我国的国情, 但其缺乏公平性。而随着对排污权交易制度的研究和实践的不断深入, 人们越来越支持排污权有偿分配模式;其原因是排污权的初始分配中更需要考虑公平问题。
1. 定价出售法。
此方法类似于收取排污费用。它是政府部门通过评估某一地区的最大环境容量后确定排放总量的目标, 然后用科学的方法将其分成若干份并估算出每一份的定价, 最后出售给排污企业。政府通过这种方法可得到一定数量的资金以作为污染治理的专项资金。这种定价出售方式优点是简单、易于实施而且不考虑各个排污企业的不同状况。但缺点也较为突出:第一, 不利于推行排污权交易制度。因为企业对标价出售这种有偿分配方式存在抵触心理, 使得企业或一些利益集团反对甚至可能操纵市场, 从而对排污权价格、治理费用等产生干扰。第二, 定价方面, 政府为充分了解信息需要对每个排污企业的排污情况及生产情况有详细具体的了解, 而这需要高昂的监管费用, 且在评估过程中有较大的人为因素在里面, 所以很难做到完全公平。
2. 拍卖法。
拍卖法能有效解决两个方面的问题:一是揭示信息, 二是减少代理成本。拍卖法分为一级密封拍卖和二级密封拍卖, 其中, 一级密封拍卖法是指由企业对政府已分割好的若干份排污权进行估价, 然后以密封的形式将标价交给拍卖人, 价高者得。这种方法下政府是最大的受益者, 但此方法会使排污企业的经济负担无上限地加重。因此, 二级密封拍卖法逐步得以推广, 这种方法是次高报价者得到排污权的一种方法, 此法在一定程度上能够压低价格并减轻企业的负担。总之, 拍卖法的优点是实施制度时政府耗费的成本降低了, 缺点是企业在拍卖过程中还需承担拍卖成本及一系列交易风险等, 也就是说拍卖法仍然增加了企业的经济负担, 对其生产经营仍会产生较大的不利影响。
综上所述, 免费分配模式和有偿分配模式都各有其优缺点。免费分配模式下企业无需付出任何经济代价就能获得排污权, 因而在实践中容易被企业所接受, 但此模式忽视了排污权的商品属性, 在某种程度上阻碍了排污权交易的市场化进程。有偿分配模式能够充分体现出排污权的商品属性并能对排污权给出定价, 但此模式加重了企业的经济负担并对生产经营等绩效方面产生了不利影响, 因此在其推广执行中容易遇到阻碍。
三、我国排污权初始分配中存在的问题
(一) 法律制度方面
近年来, 我国在环境保护立法方面虽然取得了重大的成就, 但在国家层面上有关排污权交易的立法尚处于空白阶段。从审批排污权到交易排污权, 也没有统一的标准, 这不利于在全国范围内建立排污权交易制度。另外, 我国在排污权初始分配的各项法规中还存在着较多的矛盾。例如:我国在《排污费征收标准管理办法》规定:排污要缴纳排污费, 但在《环境保护法》规定了“超标排污”才收费, 而我国目前在大气污染方面实行的是超标排污才收费的原则, 这就增加了实际执行上的难度, 使排污收费制度不能很好的建立。同时, 在现行环境保护法律法规中, 我国多数地区实行的排污收费制度着眼于对单个排污企业的污染控制, 缺乏对本地区环境容量的总体考虑。针对特种污染物的规定中除了个别法规体现有“总量控制”意图外, 主要的一些法律法规对其都无明确的规定。对我们每个排污企业而言即使能够确保自身达标排放, 但只要各个排污企业排放的污染物总和超过环境容量, 环境质量仍会继续恶化。所以说在总量得不到控制的情况下, 即便是采取了收费制度, 污染物的排放也有可能给环境造成无法预计的严重后果。
(二) 环境容量总量控制方面
目前我国经济发展与环境容量总量控制的矛盾日益尖锐, 如何确定区域排污权总量是一个比较难的问题。因为区域排污总量是制定企业排污权分配额度的基础, 从环境理论上看, 排污总量要依据区域环境容量、污染物排放现状, 并结合上级政府下达的污染物排放总量控制、削减指标和经济社会发展计划等因素综合考虑来确定。但实际上, 大部分都是避开总量问题来实施排污交易的。而且总量控制往往注重行政区划而不注重地理环境因素, 没有充分考虑完整地理环境区域内的环境容量。与此同时, 各地方保护主义严重, 各地方政府对排污权交易的干预也很多, 使总量控制不能科学地在同一地理区域内实行, 不能达到最佳效果。所以说, 我国对于排污权的初次分配还不够完全, 缺乏统一的规划和大局观, 排污权的初始分配无法做到公平合理。另外, 排污权初始有偿分配模式使排污企业经营成本上升, 这使我国市场竞争中的企业处于一种不利的境地, 排污权初始分配有偿化很难被企业推广执行。而且我国的行政许可制度还不够健全, 排污权在管理部门免费分配情况下实质上成了管理部门的权力资源, 这就导致政府管理部门随意增加或减少排污总量给权力寻租留下了空间。因此, 在环境保护和经济发展之间找到一个平衡点是最大的问题。
(三) 污染物排放的监测技术相对落后
我国污染物排放的监测技术相对落后, 而排污权初始分配对污染物技术上的监测和检测工作要求很高且工作量较大。对我国目前实际科技水平而言, 其与总量控制目标的差距将会使成本过高而达不到预期效果。例如:环保部门要求煤的含硫量低于某一水平, 这只需要环保部门抽样检测煤的质量就可以了, 但如果硫的排放量要求低于环保部门规定的某个上限值, 这就需要估计企业的生产量或耗煤量, 而总排放量的信息是环保部门排污权交易时所必需的。因此我国规定在两控区内新建或改扩建热电厂时都必须加装连续测量二氧化硫的设备, 但对于热电厂来说, 拥有这种监测能力的设备成本是非常昂贵的, 若购买这些设备可能会给企业在经济上产生过大的负担而起负面影响。因此, 目前我国改进监测技术方法是非常必要的。
(四) 监管网络体系的缺乏
目前, 我国对排污权监管方面缺乏全面覆盖的立体型监管网络体系, 在环境监管网络方面层次单一、制度流程模糊。这种现状使排污点的相关排污信息不能及时传递到环保部门, 而且环保部门的横向监管对很多的排污点不能覆盖。另外, 由于信息不能共享, 对排污权交易流程中每一个环节的监督难度增大, 从而不能实现自下而上的长效监督。此外, 对社会监督、舆论监督等外部监督形式也缺乏制度性的规定。
四、我国排污权初始分配制度的构建和完善
(一) 发展和完善总量控制制度
总量控制是排污权交易的目的, 也是排污权初始分配的第一步, 它在排污权交易中处于关键的地位, 制定一部全国性的总量控制方面的专门法律是十分必要的。
首先, 应当在我国的《环境保护法》当中明确总量控制制度。因为环境污染的影响可能不仅仅是在同一个行政区域内产生不利影响, 还很可能跨行政区划甚至跨国界, 并且还会对后代人产生影响。因此, 必须从宏观方面限制排污的总量, 以国家立法的形式制定统一的规划。其次, 它是一项复杂和具体的活动, 应打破行政区划的局限并制定地域性总量控制条例。目前各地方政府应针对各个地区的不同特征制定不同标准并采取不同措施, 对具有相同地理特征的地区统一管理, 同时, 不能忽略跨行政区划的外部性效应, 注意协调与相邻行政区划的关系。最后, 鉴于总量控制的复杂性, 我们应当对总量控制的类型做更细致的划分, 在划分中针对污染物的不同性质制定不同的控制措施。例如:大气污染物总量控制、固体废弃物总量控制、水污染物总量控制、其他污染物总量控制等;同时, 对不同性质污染物的计算、监测等方法分别进行规定。
(二) 制定和完善相关法律法规
要建立我国的排污权初始分配制度, 必须本着立法先行的理念制定和完善相关排污权法律法规, 使我国的排污权初始分配制度有法可依, 因此, 首要的是从法律上确认排污权。“排污权”是对环境容量资源的一种使用权, 对于这项新型权利我国法律应予以确认, 其意义在于:它为排污权交易明确了交易的标的, 为人们合法使用环境容量资源以及防治环境污染和破坏提供了法律依据。在完善的过程中还需调整现行的法律体系, 例如:应修正《物权法》和《环境保护法》, 并制定新的制度与之相适应, 同时要考虑到其特殊性。关于环境污染的特殊性, 笔者认为, 在全国性的排污权初始分配相关法律中还应根据同一地理环境范围内的独有特征制定区域性法律法规, 从而更有利于环境保护。
(三) 现阶段我国适宜采用免费和有偿相结合的方式
我国经济总体上还处于粗放型增长方式, 中小企业多为劳动密集型企业且污染较严重, 而我国的排污权交易制度目前还处于起步阶段。因此, 在排污权的初始分配问题上我国应兼顾效率和公平两方面。如果排污权分配都以免费方式分配, 则可能出现以下问题:1.如果是一次性全部免费发放, 则排污权交易制度实施以前, 企业取得的排污权是无偿的。而排污权交易制度实施以后企业取得的排污权却是有偿的, 这在一定程度上造成原始取得和有偿取得之间的巨大差异以及市场经济的不公平性。2.环境资源属全民所有是一种公共产品, 如果把排污权完全免费发放给各个排污企业, 显然对根本不排污或排污较少的经济组织是不公平的。因此, 在现行经济社会背景下我国对排污权的初始分配宜采用免费和有偿相结合的方式。
(四) 完善我国的排污收费制度
排污收费制度是完善我国排污权初始分配的基础。排污收费制度对我国的环境保护有积极的作用, 但目前我国的排污收费制度还有许多待完善的地方。因此, 应从以下方面入手来进一步完善我国的排污收费制度:第一, 地方应出台有效的排污费征收管理办法。我国不同地区经济发展、地理条件等存在较大的差异, 在排污费征收标准方面仅凭一部国家统一的行政条例来确定所有地区的排污费征收标准显然是不行的。因此, 我国急需各地方出台有效的排污费征收管理办法。第二, 适当扩大排污费的征收范围。随着我国经济技术的快速发展, 在目前征收排污费的范围之外出现了很多新型的污染, 例如电磁辐射、光污染等等。这些新型的污染物给环境带来的不利影响不低于原有范围内污染物所产生的危害。所以, 应扩大排污费的征收范围将这些新型污染物列入收费范围, 以此来合理有效地保护环境。第三, 统一排污费征收标准。事实上, 制定有效的排污收费标准需要的信息量很大, 并且制定排污费标准时会因技术条件的落后而导致在实践中很难操作。如果征收标准过高, 则对企业的发展不利, 最终影响到国家的经济发展;如果标准过低, 企业很可能不愿意采用先进技术改良生产设备而宁愿选择缴纳排污费甚至超标排污的罚款, 此时企业污染对环境造成的损害转化为外部化效应, 由社会公众集体来承担, 这对公众而言是不公平的。就目前我国的现状来看, 征收的标准还是过低, 难以实现促使企业积极减排的目的。Z
摘要：排污权的初始分配是一项复杂、细致和严谨的工作。目前我国在排污权交易的初始分配理论研究方面已有较大的进展, 但排污权交易实践方面产生的效果并不理想。这主要是因为我国相应的法律法规不够健全、污染物测算的技术不够成熟以及监管体系的不够完善等原因所造成的。针对此, 本文提出应及时加强对排污权的立法工作、建立健全总量控制体系及排污收费制度、制定排污权分配有偿化标准等措施, 以此来平衡经济发展与环境保护之间的关系。
关键词：排污权,初始分配,问题,对策
参考文献
[1].刘长翠, 孔晓婷.社会责任会计信息披露的实证研究[J].会计研究, 2006.
[2].陈翔.企业排污权交易会计研究[D].中山大学, 2008.
碳排放权初始分配方式设定的探究 第5篇
目前的分配原则大致可分为三种:免费分配、拍卖和免费分配与拍卖的混合机制。目前我国处于引入排放权交易制度的初级阶段,普遍存在着企业承受能力不足、政府管理水平较低、信息不对称以及保护环境费用较少等问题,这决定了我国现阶段必然以免费分配为主体[1]。免费分配的标准大致可分为两种:一种是政府在总量控制前提下,依据企业历史产出或排放水平直接进行分配;另一种是依据现实的产出或排放水平,即政府按照总量指标和预计的产量水平,计算单位产量允许的排放量,将此作为参考标准(GPS,generation performance standard),再计算GPS与确定某一年份企业产量的乘积作为该年的配额量[2]。
在上述两种分配方式中,“祖父式”更易被政府实施,企业也受益更多(美国国会针对电力行业排污交易方案的论证结果),因此本文主要运用一般均衡分析法,探讨在总量控制前提下,基于“祖父式”分配方法,依据哪种分配指标所达到的结果更具有经济效率和公平。
本文余下部分按如下结构安排:第二部分,设定与求解模型,给出“祖父式”方式下企业所得排放权的分配公式,继而从最大化利益角度分析了开放和封闭经济中社会和企业的最优均衡条件。第三部分,根据第二部分求解设定出开放、封闭经济中最优分配方式,即单纯依据外生因子。第四部分,给出外生因子的几种选择类型。第五部分,对全文做简要总结。
1 模型的设定与求解
遵循Bohringer和Lange思想,我们依然假设企业i(i=1,2,3……n)在时期t(t=1,2……)的成本函数为,cit=(qit,eit)其中qit是企业i在时期t的产出水平,eit是企业i在时期t的排放水平。cit是二次可微凸函数,∂cit/∂qit>0,∂cit/∂eit≤0,∂2cit/∂2qit≥0,∂2cit/∂2eit≥0,∂2cit/∂qit∂eit≤0,∂cit/∂qit·∂cit/∂eit-(∂2cit/∂qit∂eit)2>0。这些假设是符合经济学意义的。bit是某种与标的污染物的产出与排放无关的外生因子,决策者无法操纵其大小,因此决策时并不将其考虑在内。vit(bit)是企业产生此因素的成本。后文将详细讨论这类指标(Bohringer和Lange的模型中正是此因素决定了分配机制)[3]。
同时,一个企业的决策不会是独立只考虑自身的,它会考虑相关企业的行为进行自身的决策。因为,假如在时期t某一企业增加其产出与排放,那么即使其他企业不改变自身的产出与排放,这一阶段的总排放量也会增加,从而影响下一阶段排放权的配给。因此,企业决策实际上是一个动态博弈的过程,每个企业都不是独立存在,而是将其他企业的决策考虑在内。在模型设定中,我们加入这一思想。
设-i为企业i之外的所有企业,-i=(1,2,…i-1,i+1,…n)。设定
Mt为对企业i在t时期的分配量。h,g,f分别是分配量关于产出q、排放e、外生指标b的某种函数形式,λ1,λ2,λ3分别是基于t-1时期情况各分配指标函数前的系数,也体现了决策者对各指标赋予的权重的大小。自然定义∂h/∂qi>0,∂g/∂ei>0,∂f/∂bi>0,这意味着给定其他企业行为,某一企业产出、排放、外生指标越大,被配给的排放权越多。∂h/∂q-i≤0,∂h/∂e-i≤0,∂h/∂b-i≤0,这意味着给定某一企业行为,其他企业产出、排放、外生指标越大并不能增加此企业的分配量。
1.1 开放经济的社会最优选择
给定时期t排放总额,pit是时期t企业i卖出产品的价格,dt是t时期公开市场上买卖排放权的价格。
对于一个小型开放经济体,排放权可与国外市场自由交易,则决策者考虑的最优决策点将是使社会总收益最大的点,即[4]
将上式对n个qit和eit求偏导,可得到上式最优解(q*it,e*it)满足
因此,对全社会来说,t时期一般均衡条件下,企业i应当选择使其产品边际产出成本等于其边际产品收益(产品价格)和其边际减排成本等于排放权交易价格的点,并且各厂商的边际减排成本均相等。
1.2 开放经济企业最优选择
对于单个企业来说,其最优决策是最大化企业所得,即厂商选择一个(q*it,e*it,b*it)使
将方程(1)带入(5),得:
将上式分别对qit,eit,bit求导,得企业最优决策的充分条件,
1.3 封闭经济中的选择
封闭经济体中政府无法与外界交易碳排放权,因此排放权上限是固定的,排放权价格由体系的供给与需求的关系的确定。社会最优方程与开放经济只存在微小差异[4]:
社会最优条件依然为:
只是企业边际减排成本在这里等于减排的影子价格。
封闭经济体的企业最优选择分析与开放经济相同。
2 初始分配方法的选择
2.1 开放经济中
对比一阶条件(3)与(6),(4)与(7),发现若∂h/∂qit和∂g/∂eit为正,则运用历史产出、排放作为指标的分配机制会导致企业最优产出排放大于社会最优。但由于外生因子是一种竞争企业与决策者无法控制的变量,它的使用并不影响社会最优均衡。
若我们将历史产出、排放的权重设为0,即λ1t=λ2t=0,∀i,t,排放权的分配只由bit决定,则(3)与(6),(4)与(7)变为一致。也就是说,在开放交易经济中,决策者可以将历史产出、排放权重设为0,只依据与企业产出、排放无关的外生指标来设计分配机制,可达到社会最优均衡。
2.2 封闭经济中
对比(6)与(9),(7)与(10)我们发现,若要达到社会最优均衡,必须满足如下两式:
对于(11)式,我们设定λ1t=0,∀i,t,可使其成立。论及(12)式,它表明,对各厂商的基于排放量的排放权分配应相等。但此式并不能对任何g的方程都满足,若使(12)对任何g满足,一个简便方法是设定λ2t=0。
由此我们得出结论:不论在开放市场还是封闭市场,我们都可以设定历史产出、排放的权重为0,及λ1(t-1)=0,λ2(t-1)=0,从而Mt=λ3(t-1)f(bi(t-1),b-i(t-1))来达到社会最优与企业最优的统一。
3 外生指标的选择
以上分析指出,在应用“祖父式”分配方式时,若选用企业历史排放水平与产出水平作为分配指标,则很容易引起市场效率的损失,若只考虑某项外生指标,则企业做出的最优排放与产出的选择与市场最优相一致。
那么此类指标必须具备什么样的特点呢?Mackenzie,Hanley,Kornienko在《最优初始排污权的分配:一个联动性行为分析方法》中指出,只有当此类指标做到与标的排放物的产出、排放市场无关联,从而它的大小不会直接引起决策者的兴趣或决策者无法直接决定其大小时,将其作为指标才不会影响市场效率最优点的形成。他们认为,此类指标必须具有独立性、易行性、公平性、能反映企业贡献等特点[4]。他们给出了如下参考指标:企业对当地利税贡献,经济发展规模贡献,劳动就业贡献,对生态环境影响,技术水平等。这也是当今社会中,被政府一直用作指示公平性的指标[5]。
4 结论
由于“祖父式”分配方式具有“棘轮效应”——由上一时期产出与排放量决定下一时期分配量,导致企业倾向于不减少当期产出、排放水平以免在与其他企业的比较中处于劣势,以至于在下一时期分配到较少排放权[6]。为了最大化社会与企业的各方利益,决策者在做决策时可参考适合的外生指标,将历史产出、排放的指标权重设为零,只考虑某项与标的污染物市场无关的外生指标。这样,社会与企业行为决策的最优均衡一致,一方面保证市场效率不受损失,另一方面也不会加重环境负担,从而达到碳排放权交易设计的初衷。
参考文献
[1]高慧慧,徐得潜.公平条件下水污染物排污权免费分配模型研究[J].工程与建设,2009,23(3):299-310.
[2]曾刚,万志宏.碳排放权交易:理论及应用研究综述[J].金融评论,2010,2(4):54-67.
[3]CHRISTOPH BOHRINGER,ANDREAS LANGE.On theDesign of Optimal Grandfathering Schemes for Emission Al-lowances[J].Eur Econ Rev,2005,49(8):2041-2055.
[4]IAN A MACKENZIE,NICK HANLEY,TATIANA KOR-MIENKO.The Optimal Initial Allocation Permits:A RelativePerformance Approach[J].Environ Resource Econ,2008,39:265-282.
[5]赵文会,高岩,戴天晟.初始排放权分配的优化模型[J].系统工程,2007,25(6):57-61.
浙江省初始排污权的分配问题 第6篇
1 国内外排污权初始分配概述
1. 1国外排污权交易分配方式
国外排污权初始分配的方式主要有以下三种: 无偿分配、有偿分配、拍卖。发达国家的政府绝大多数采取无偿分配的方式将排污权分配给各排污者。表1列出了国外部分发达国家在排污权交易实践中实施的分配方式。从表1可见,GRE( 无偿分配) 方式在国外应用得最为广泛,同时有些国家会采取将拍卖与GRE结合起来的方式,留出小部分排污权进行拍卖,以满足新项目对排污权的需求。发达国家的实际应用和相关研究表明,初始排污权的分配问题是初始排污权交易过程中的一个主要问题,甚至认为初始排污权的分配是形成和制定政策的最大壁垒[1]。在不完全竞争的市场中,排污权的初始分配将影响到排污权交易制度的效率[2],所以他们采用更具可操作性的GRE( 无偿分配) 方式。
1. 2 国内排污权初始分配实践
“十二五”期间,我国对COD( 化学需氧量) 、NH3- N( 氨氮) 、SO2( 二氧化硫) 和NOX( 氮氧化物) 实行了总量控制,许多地区已开展了这些主要污染物排污权交易的试点工作,对排污权初始分配进行了探索。
江苏省采取的是自上而下的模式,即在全省范围内实施统一的排污权交易制度,各地市则根据省一级的总体规定制定实施细则。江苏省主要污染物交易种类有COD、NH3- N、TP( 总磷) ,TP是该省特有的,这与太湖流域水质富营养化密切相关。在初始排污权分配时,江苏省采取的是在排污总量控制下,将排污指标有偿分配给排污单位。对排污权的初始分配价格的确定依据多个因素,如减排目标完成情况、环境资源的稀缺程度、污染治理的社会平均成本、地区经济发展水平等,实行统一价格,新旧污染源实行差别价格。
湖北省是我国实行排污权交易较早的省份。湖北省主要污染物交易种类有COD、NH3- N、SO2、NOX。在排污权初始分配时,湖北省以2008年10月27日为界,之前的项目企业可无偿获得初始排污权,之后的则必须经过排污权交易市场以有偿方式获得。
浙江省作为全国排污权交易试点最早的省份之一,采取的是自下而上的模式,即由省内的各地市根据本地区的情况自行实施。由于是自下而上,浙江省各地实行的措施不一样。如在排污权交易试点初期,嘉兴市对老企业采取排污权无偿分配,对新建项目实行排污权有偿使用; 绍兴市则是老污染源企业通过转换或补交排污权有偿使用金的办法取得排污权,新污染源企业通过向环保部门申购或向其他排污单位购买的办法取得排污权。浙江省主要污染物交易种类有COD、NH3- N、SO2、NOX。目前,对总装机容量30万k W以上燃煤发电企业的初始排污权有偿使用费,由省环境保护行政主管部门委托省排污权交易中心代收; 其他排污企业的初始排污权有偿使用费,根据管理权限由县级以上环境保护行政主管部门委托相应负责排污权交易业务的机构代收。
浙江省经过多年的探索,采取了与国外发达国家不同的方式。目前,全省统一实行排污权初始分配有偿制度: “对现有排污单位核定分配初始排污权,并按照初始排污权有偿使用费征收标准收取初始排污权有偿使用费; 新建项目一律通过交易获得排污权”[4]。其主要原因是,环境资源具有稀缺性和有价性,改革开放后浙江经济快速发展,很大程度上是建立在牺牲环境的基础上,根据“污染者付费”原则,需要偿还环境污染的旧账,恢复环境,同时也更有利于调动企业改进排污技术、减少排污的积极性。浙江省自下而上的试点模式,有利于各地快速落实相关的政策,探索不同的排污权分配和交易方式,形成不同的风格,达到创新和积累实践经验的目的,但这也导致了各地发展不均衡,缺少区域合作的问题。同时,总量测算、初始排污权分配量和价格问题并没有得到很好的解决,造成了一定的不公平。
2 浙江排污权初始分配环节中存在的问题
自2002年浙江省嘉兴市在秀洲区开展了排污权有偿使用试点工作以来,浙江省排污权有偿使用和交易效果显著。截至2014年3月底,全省已累计开展排污权有偿使用9144笔,缴纳有偿使用费15. 98亿元;排污权交易3621笔,交易额6. 81亿元,均位列全国第一[4]。但在排污权初始分配和排污权交易方面仍然存在一些问题需要完善,以下重点讨论初始分配环节存在的问题。
2. 1 总量测算
总量测算是排污权初始分配的前提。总量测算主要有以下两种方法: 一是根据环境容量来测算排污权;二是通过统计历史排污总量乘以减排系数。第一种方法的技术难度和成本都较大,现阶段推行起来较为困难,所以浙江省采用第二种方法,即根据历史排污总量乘以减排系数来确定总量控制的目标。从表2可见,W市COD和SO2分配总量没有超过总量基数,而NH3- N和NOX分别超出总量基数的50. 4% 和31. 7% 。目前,浙江省历史排污总量统计不准确,其原因是统计范围不全,2010年在对污染源普查时,NH3- N和NOX还没有纳入总量控制范围,对两者的统计不详实。此外,监测不到位,存在相当数量的偷排,一些企业存在错报、漏报和瞒报现象,忽略了数据的真实性和可靠性等。所以,总量测算存在较大的偏差,实际排放的总量大大超过测算总量,导致总量控制目标制定不合理,环境得不到改善,后续排污权分配和交易失去基础,助长了企业的偷排行为。
2. 2 初始排污权核定
企业初始排污权核定是初始排污权分配的核心。目前浙江省初始排污权核定主要以环境影响评价审批许可量为主,对环评准确、环保管理有关手续齐全的排污单位,其初始排污权核定量以环评批复、排污许可证或验收文件为依据,按照最大允许排放量作为初始排污权核定量[6],然后政府根据该量来分配,企业可购买的初始排污权。但这种方式的问题是: 企业在新、改、扩建项目做环评时,考虑到排污权的稀缺性往往会加大排污权的使用量来获得更多的初始排污权,留着以后使用或增值。但由于企业之间的二级排污权交易市场没有充分建立起来,导致部分初始排污权被闲置,想要获得更多排污权的企业得不到初始排污权额度,使排污权的价值没有得到充分显现。
2. 3 初始分配的价格
在初始分配价格的设定中,主要存在两个问题: 即没有形成交易平台上可操作的统一价格基础和价格设定不合理性。从表3可见,“全省统一的初始排污权和交易价格体系尚未出台,省级交易平台无法正常开展交易和指导工作,造成各试点适用的价格体系不统一,在初始排污权缴费标准和排污权交易基准价上相差较大,产生了相对的不公平”[6]。此外,“排污权的费用应是产品的边际成本与其社会边际成本之间的差值,或相当于其对环境损害的边际费用”[7]。目前政府单一的定价方式既没有充分考虑环境损害带来的经济损失,也没有体现出对环境的补偿性和环境的治理成本。以台州市 为例,SO2的排污权 削减成本 为12278. 0元 / t·5a,结合地区系数和大气环境质量水平系数,计算出SO2排污权价格为24801. 6元/t·5a[8],表3各地区SO2初始排污权价格均低于此价格。同时,试点开展以来,浙江省排污权有偿使用价格几乎没有进行过调整,既没有随市场的需求而变动,也没有考虑通货膨胀等因素,未能体现环境资源市场化配置,整体排污权初始分配价格偏低。
注: 根据各地排污权相关政策文件整理得到。
2. 4 各地发展不均衡
浙江省采取的是自下而上的模式,排污权实施必然会存在地区差异,如各地实施和执行进度不一,加上政策法规上的差异,排污许可证有效时间长度不一致等。2002年嘉兴市在秀洲区开展了排污权有偿使用试点工作,并于2007年成立了国内首个排污权交易中心。浙江部分地区排污权交易才刚刚开始,如温州市2013年6月开征初始排污权有偿使用费,丽水市2014年7月才正式开始排污权有偿使用和交易。各地实施的进度不一对那些较早支付初始排污权有偿使用费的企业是不公平的。目前浙江省开始推行以排污许可证方式确定初始排污权指标,但各地排污许可证的期限差异十分明显,如嘉兴市为20年、绍兴市为8年、诸暨市为10年、兰溪市为5年,而2010年《浙江省排污许可证管理暂行办法》规定排污许可证最长期限为5年[9]。当前是按照“老企业老办法”的规则进行处理,暂行办法出台后,期限统一不超过5年,未来5—10年所有期限过渡到统一的标准。这种不均衡会对全省开展跨区域排污权交易构成了障碍,影响了企业排污权交易的积极性。
2. 5 缺少区域合作
环境是一个有机联系的整体,而行政区划将环境划分成了不同的管辖范围,造成环境问题往往存在跨区域的困境。如几年前太湖的污染问题就出现不同地区互相推卸责任,找不到污染源的现象。流动的河水是没有行政界限的,如果上游地区继续排放污水,下游地区实行总量控制,这样总量控制的目标就等于空谈。如浙江嘉兴市秀洲区率先在全国实行区内企业水污染排污权交易,但由于处在流域下游,秀洲区乃至整个嘉兴市的水质近年来还在不断下降[10]。流域内特别是上游地区没有严格执行总量控制或没有实施有效的排污监测等原因,造成了嘉兴市的水质下降。
3 浙江排污权初始分配的相关对策分析
3. 1 完善总量测算
我们应将对环境污染较大的行业和企业纳入统计范畴,做好NH3- N和NOX的污染源普查工作,分析研究无组织排放在总量中所占的比重; 在污染源普查的基础上,进一步研究和完善总量核算规则,探索合理的环境容量计算方法。同时,还要在全省推广在线监测设备,构建刷卡排污、监测数据统一的平台,为不断完善总量测算建立相应的数据基础。
3. 2 明确初始排污权的核定
一方面加强环境管理,完善环境影响评价制度,确保企业核定的初始排污权量,符合实际生产需要,不存在多报与少报,并制定相应的削减要求,促进企业提升治理水平。对一些工艺和规模发生变化的企业,环评记载量与实际偏差较大的,要重新进行环评。另一方面,要确保企业闲置的排污权可被充分利用,政府可回购这部分排污权,鼓励企业充分利用这部分排污权,所以要加快构建企业之间的二级交易市场,完善排污权抵押贷款制度,探索排污权租赁等其他方式。
3. 3 改进初始排污权的定价
现实中,如何计算环境损害带来的经济损失是非常困难的。替代方法如机会成本法,用污染物减排成本的贴现值作为初始排污权的价格,同时对污染严重的地区和污染量较大的行业乘以一定的惩罚系数,这样相对较合理。此外,排污权初始价格应随市场的需求进行浮动调整。省政府需要建立一个初始排污权价格确定机制,充分考虑到环境污染治理成本、市场变化和各行各业的承受能力,坚持环境资源的稀缺性与企业可承受能力相结合的原则,逐步实现环境资源市场化配置。“排污权价格上涨预期”有助于企业积极采取环保行为,加大对环保的投入,使企业主动进行环保投资,这样才有利于环境保护。
3. 4 均衡各地发展,加强区域合作
由于浙江省是采取自下而上的模式,各地实施的差异会阻碍排污权初始分配进行,因此政府要尽快出台均衡发展的时间表,包括统一的政策制度、总量测算规则、分配方式、初始价格确定方法等。其次,在省政府的协调下加快建立区域协作体系,加强区域合作,推动区域达成排污权初始分配对话机制。在相关流域或治理目标相同的县市,可率先打破行政区域壁垒进行合作交流,运用商谈原则,尝试筹建统一的区域或流域管理部门,逐步推进排污权交易制度的发展[11]。同时,先试点的地区要带动后试点的地区建立健全排污权交易制度,积极探索跨区域排污权交易。
3. 5 加强环保宣传,推进公众参与
初始分配 第7篇
排污权交易制度是目前备受国外关注的环境经济政策之一[1], 它在协调经济发展与污染控制方面的作用越来越重要。近年来, 我国也开始了排污权交易的试点研究与示范, 但是在应用中还有很多技术性问题有待解决。排污权初始分配问题是排污权交易制度推行的基础, 是排污权交易中需要解决的关键问题。有学者认为, 初始排污权的分配问题是形成和制定政策的最大壁垒[2,3], 因此研究适合我国国情的流域排污权初始分配模型对顺利地开展排污权交易制度至关重要。
水污染物排放权是水权的重要组成部分, 排污权来源于水资源的环境容量, 而环境容量的所有权是属于全社会的公共权利。当排污权分配给各排污主体时, 环境资源的使用权由公共权力变为私人权利, 产权得到了明晰。产权明晰后, 由市场去承担资源的优化配置, 排污权初始分配的过程就是明晰产权的过程。对管理部门来说, 排污权的初始分配是排污权交易最重要的环节。
2 相关研究进展
目前排污权初始分配方式主要有免费分配、公开拍卖和标价出售[4], 前两种方式较常见。免费分配方式的参照基础可分为成本效率分配、现时经济活动 (排污、投入、产出) 量分配和非经济因子分配[5]。李寿德在Stavins关于排污权交易成本函数假定的基础上[6], 建立了使社会期望福利最大化的初始排污权免费分配模型, 分析了免费分配的决策机制[7], 并基于经济最优性、公平性和生产连续性原则构建了免费分配的多目标决策模型[5]。宋玉柱等在公平性和经济效率优先的原则下给出了一个排污权免费分配的决策模型[8]。蒋秋静等则提出了产值法和利税法的分配模型[9]。许多研究者认为, 如果将拍卖所得用来削减以前存在的税收扭曲, 则拍卖方式的费用有效性 (cost-efficient) 要大于其他分配方式。同时, 拍卖可增加成本分配弹性, 提高排污者进行污染治理技术革新的积极性, 减少关于租金分配的政治观点的差异并具有公平性[10,11,12,13,14], 但是公开拍卖和标价出售方式在实践中遇到的阻力比较大。
事实上, 即使是主张实行完全拍卖的研究者们也认为, 完全拍卖需要一段时间过渡[15,16]。由于流域水污染物扩散的复杂性, 水污染物排污权交易进展缓慢, 因此研究流域水污染物排污权初始分配更具有理论与现实意义。在我国水污染物排污权交易制度建立初期, 完全采用有偿分配方式不太现实, 学术界和实践中均认为免费分配更具有可操作性[17]。无论采用免费分配或混合分配方式, 都要解决一部分初始配额的无常分配问题。流域排污权初始分配涉及到各方面的因素, 目前免费分配模型考虑的因素都各有侧重点, 而没有一个综合的模型, 影响了流域排污权初始分配的合理性。
3 初始分配模型构建
3.1 初始分配的基本原则
流域排污权初始分配是一项意义重大的工作, 其分配方法的适当与否直接关系到各方面之间的利益协调, 同时也关系到能否有效、有力地实现总量控制目标。根据现有的实践经验, 考虑到流域水资源环境容量、汇流区居民数量、经济社会发展水平、技术进步、国家和区域发展总体规划等多种因素, 以流域内各地方政府为排污权交易的主体, 本着“尊重历史、经济优化、微观协调、公平合理”的原则, 进行了排污权初始分配模型的构建。
3.2 初始分配重要影响因素分析
这些因素主要有:①现状因素。在实践中, 总量分配是一个重要的环节, 决策者往往首先考虑的是如何提高政策的可行性, 这就需要尊重区域的排污现状, 使政策的波动性降低到允许的最低水平。一个地区的实际排放量往往是事实上的允许排放量, 它是历史上各种复杂排污因素综合作用的结果, 有其存在的合理性, 在一定程度上反映了各种力量的平衡。因此, 排污权的初始分配要与现在正在进行的排污收费制度较好地衔接, 政策波动不能太大, 因此排污权的初始分配应充分考虑排污现状因素。②社会经济贡献因素。不同地区供养的人口规模具有很大区别, 同时不同地区的单位污染物排放所创造的产值和利税可能存在一定的差异, 即单位污染物排放的社会经济贡献率是不同的。因此, 为了提高污染物排放效率, 激励区域削减污染物排放量, 提高其排放效率, 排污权的初始分配还必须考虑社会经济贡献因素。③产业结构因素。排污权的初始分配应充分考虑地区的产业结构、产业发展方向、国家主体功能区的布局等, 同时以促进产业结构的调整, 实现排污权从低排放效率产业或地区向高排放效率产业或地区的流转, 产业结构的不同在一定程度上影响了排污权的需求量。④发展阶段因素。由于流域范围较大, 所涉及的地区经济发展阶段与科技水平存在一定的差异, 如果要求相对欠发达地区执行与较发达地区同样的标准, 则有失公平的原则。因此, 排污权的初始分配应根据地区经济发展阶段与科技水平的差异进行一定的调整。⑤环境容量。环境容量应该是影响排污权分配的一个非常重要的因素。排污权的初始分配应参考地区的纳污能力, 如果某地区有足够的环境容量, 其他因素甚至可以不用考虑。相反, 如果一个地区没有或环境容量很小, 则其排污将对下游造成比较直接的影响, 因此排污权的初始分配应充分考虑地区环境容量因素。
3.3 初始分配模型
指标选取:根据流域排污权初始分配的基本原则和影响因素分析, 排污权初始分配的指标可以划分为环境现状、经济发展、社会公平和科技水平四个层次。本文对各层次的因素进行了细化, 得到表1中的指标体系。
指标权重确定的方法:采用层次分析法确定各指标的权重。层次分析法 (Analytical Hierarchy Process, AHP) 是20世纪70年代由美国运筹学家Saaty提出的, 经过多年的发展现已成为一种较成熟的资源分配方法。首先, 它把复杂问题分解成各个组成因素, 又将这些因素按支配关系分组形成递阶层次结构, 通过两两比较的方法确定层次中诸因素的相对重要性, 并结合决策者的判断, 决定决策方案相对重要性的总体排序[18]。其次, 在对复杂决策问题的本质、影响因素及其内在关系等方面进行深入分析的基础上, 利用较少的定量信息把决策者的决策思维过程数学化, 从而为多目标、多准则或无结构特性的复杂决策问题提供简便的决策手段[19]。方案评价的目标是流域排污权初始分配指标的权重, 所依据的准则以及评价指标体系如前文所述。建立的评价模型包括目标层、准则层、指标层、方案层。各层均由若干因素构成, 各层次间的递阶结构及各因素的从属关系可用框图的形式来表述, 该框图称为层次结构图 (图1) 。
构造比较判断矩阵:在上述评价模型中, 每一层次所含的各因素均可以用上一层次的一个因素作为比较准则进行相互比较。为方便起见, 往往采用两两比较的形式进行。当以上一层次某因素作为比较准则时, 可以用一个比较标准 (aij) 来表述某一层次中第i个元素与第j个元素的相对重要性 (或偏好优劣) 的认识。aij的取值一般取正整数1—9及其倒数。这样aij构成的矩阵称为比较判断矩阵A=[aij]。有关aij取值的规则为:
undefined
aij取值也可取上述各数的中值2, 4, 6, 8及其倒数。此外, 若因素i与因素j比较得aij, 则因素j与i相比较可得aij=1/aij。当相互比较的因素之重要性可用具有实际意义的比值来说明时, aij的取值即可取这个比值。
层次单排序及其一致性检验:对每一个比较判断矩阵A, 显然可对应一个特征方程:AW=λW。求解特征方程得解向量W并归一化后, 此向量即可认为是同一层次各因素以上一层次因素为比较准则时做相互比较后的相对重要性标度。这一过程称为层次单排序。设有n×n个矩阵A=[aij], 用方根法求矩阵的最大特征值及其对应特征向量:①计算判别矩阵A的每一行元素的积Mi:undefined。②计算各行Mi的n次方根值:undefined。式中, n为矩阵阶数。③将向量undefined归一化, 得到特征向量W=[W1, W2, …, Wn]T。其中:undefined, 向量W即为所求的特征向量。④计算判别矩阵A最大特征值undefined。式中, 考虑到人们在对同一层次上的各因素进行两两比较时, 很可能出现所用的比较尺度前后不一致的现象。当这种不一致的程度较大时, 就可能得出错误的计算结果。为此, 在对每一层次作单排序时均需做一致性检验, 一致性检验可通过计算一致性比例CR来决定:undefined。式中, CR为计算一致性比例;CI为一致性指标;RI为平均随机一致性指标; λmax为特征方程AW=λW的最大特征根;n为比较判断矩阵A的阶数, 即该层次所含的因素个数。RI的取值见表2。若CR<0.1, 则认为该层次单排序的结果有满意的一致性, 否则需要调整A的元素取值, 即重新进行两两比较。
层次总排序:计算同一层次中所有元素对最高层 (总目标) 的相对重要性标度 (又称排序权重向量) 称为层次总排序。这一过程是从最高层次向最低层次逐层进行的。设已计算出k-1层相对总目标的排序权重向量ak-1= (aundefined.aundefined.…, aundefined) , m为k-1层次所含的因素个数, 而以第k-1层第j个因素作为比较准则时, 第k层各因素的相对重要性标度为bj= (bundefined (1) , bundefined (2) , …, bundefined (n) ) T, n为第k层所含因素个数, bundefined (i) 为第k层第i个元素的相对重要性标度。另Bk= (bundefined, bundefined, …, bundefined) , 则第k层各因素相对于总目标的排序权向量ak由下式给出:ak=Bkak-1。一般有排序权重公式:ak=Bkak-1…B3a2, 3≥k≥h。式中, a2为第二层因素的排序权重向量, h为层次数。
层次总排序的一致性检验:考虑到人们在对各层元素做比较时, 尽管每一层中所用的比较尺度可能基本一致, 但各层之间仍可能有所差异, 而这种差异将随着层次总排序的逐层计算而累积起来, 为此需从评价模型的总体上来检验这种差异程度的累积是否显著。上述检验过程称为层次总排序的一致性检验, 这一工作也是从高到低层进行的。设已得到以k-1层第j个因素为比较准则时, 第k层各因素两两比较的层次单排序一致性指标为CIjk-1, 平均随机一致性指标为RIjk-1, 则第k层次的一致性检验指标有:
undefined
当CRk<0.1时, 可认为评价模型在第k层水平上整个判断达到了局部满意的一致性。若上述检验过程一直完成到第h层次 (最低层次) , 并有CRh<0.1, 则可认为该评价模型在做逐层比较时, 对所有层次和所有因素所用的尺度达到了总体上的满意一致性, 因此所得到的层次总排序权重向量W=ah是可信的, 可以用来作排序与选优之用。
分配模型:在一确定的因素下, 首先求出该因素下各地区的指标值, 然后将这些指标值归一化, 即为该因素条件下各地区该指标的比例。其计算公式为:undefined, 且undefined。流域排污权初始分配比例公式为:undefined, 且undefined。式中, Qi为第i个地区的排污权初始分配量 (t) ;Q1为目标控制总量 (t) ;Pi为第i个地区初始排污权比例 (i=1, 2, …, m) ;Pik为第k个因素条件下第i个地区指标值在全流域所占的比重;ωk为第k因素的权重 (k=1, 2, …, n) ;υik为第k个因素条件下第i个地区的指标值。
4 实证研究
4.1 数据来源及处理
总量的确定:以淮河流域委员会根据各水功能区纳污能力及现状排污量提出的限制排放总量意见 (COD 38.20×104t/a, 氨氮2.66×104t/a) 作为目标总量, 以COD、氨氮为排污权初始分配的对象, 以淮河流域各省为排污权初始分配的主体进行流域排污权初始分配的应用。
各指标数据:污染物入河排放量、河段长度、人均GDP、非农人口比例、人口总量、出境断面水质达标率数据来源于水质监测、流域水文和社会经济统计数据 (表3) 。地区开发指数和贫困地区倾斜指数由以下方法确定。地区开发指数主要是反映一个地区工业发展水平的指标, 是经济发展因素层的重要指标[20]。这里综合考虑工业增加值、排污效率等指标。地区开发指数内部因素采用层次分析法确定出因素权重, 将2个内部因素通过归一化处理后, 按照权重向量确定地区开发指数。
贫困地区倾斜指数是社会公平层次所需要考虑的因素, 赋予各地区以平等的发展权。其衡量主要是通过城镇居民人均可支配收入和农村居民人均纯收入按照2005年国家平均城镇人口和农村人口的比例41.76∶58.24所得到的加权平均值作为数量指标 (表4) 。假设第i个区域的人均收入为xi, 则第i个区域的贫困地区倾斜指数为:undefined。从计算公式便可看出, 指标值越大越需要倾斜;当I6>1时, 表示该地区需要倾斜;当I6<1时, 表示该地区不需要倾斜。
指标权重的确定:首先以专家咨询 (问卷调查) 的方式进行调查, 被调查对象主要包括从事环境经济政策研究的学者、淮河流域水资源保护局专家、各地区环保部门及各地区发改委 (局) 的工作人员、普通居民等;然后通过层次分析法确定各指标权重。
4.2 分配结果
经过计算, 淮河流域排污权初始分配模型指标权重见表5。将表4中的各指标值归一化, 通过模型预算得到淮河流域各省COD、氨氮的排污权初始分配量 (表6) 。分配结果综合考虑了环境现状、经济发展、社会公平、科技水平等因素。根据各指标的权重赋值, 最终得到一个综合的分配方案。方案中河南的综合得分最高, 因此分配得到最多的排污权;其次是江苏, 安徽得到最少的初始排污权。该模型的分配结果既弥补了以往分配模型中片面强调某些原则的缺点, 具有综合全面的特点, 同时又通过指标权重的方式区分了影响大小不同因素的作用差异, 是一种较合理的流域排污权初始分配模型。
5 讨论与小结
当前我国市场经济体制还不完善, 同时由于排污权问题与拍卖问题所具有的复杂性, 拍卖方式实行起来具有一定的困难。因此, 在我国水污染物排污权交易制度建立初期, 完全采用拍卖等有偿分配方式不现实, 而无论采用免费分配或混合分配方式都要解决一部分初始配额的无常分配问题。排污权初始分配方法的适当与否关系到各方面之间的利益协调, 关系到能否有效、有力地实现总量控制目标。根据现有的实践经验, 考虑到流域水资源环境容量、汇流区居民数量、经济社会发展水平、技术进步、国家和区域发展总体规划等多种因素, 本文建立了基于各地区环境现状、经济发展、社会公平及科技水平等因素的分配模型。该模型的分配结果具有综合全面的特点, 同时又通过指标权重的方式区分了影响大小不同因素的作用差异, 是一种比较合理的流域排污权初始分配模型, 能较好地协调各地区之间以及环境保护与社会经济发展之间的关系。
引入排污权交易制度是降低政府的环境监管成本、提高污染治理效率的重要途径。自2000年以来淮河流域水污染开始反弹, 这与这一时期极端经济发展主义以及地方保护主义盛行有密切关系, 也与行政主导的污染治理方式存在制度性缺陷有关系。因此, 需要在国家水权制度建设的框架下, 依法引入排污权交易制度, 通过与行政、法规、技术等措施的共同作用, 进一步强化对企业、区域以及流域单元进行污染治理的经济激励, 促进污染治理技术进步, 提高排污权资源配置效率, 积极促进淮河流域水环境治理, 实现淮河流域人水和谐。
摘要：流域排污权初始分配受环境现状、经济发展、社会公平、科技水平等多种因素的影响, 将各因素细化成污染物入河排放量、河段长度、人均GDP、地区开发指数、非农人口比例、贫困地区倾斜指数、人口总量、出境断面水质达标率等指标, 通过层次分析法确定指标权重, 建立了流域排污权初始分配的综合模型。以淮河流域限排总量 (COD、氨氮) 为目标总量, 以流域内各行政单元为主体, 进行了初始分配模型的应用。在淮河流域排污权初始分配中环境现状、经济发展因素权重较大, 而社会公平、科技水平权重较小。模型的分配结果既弥补了以往分配模型中片面强调某些原则的缺点, 具有综合全面的特点, 又通过指标权重的方式区分了影响大小不同因素的作用差异。
初始分配 第8篇
低碳化已成为各国经济发展的重要战略, 市场机制在降低碳减排社会成本中的作用也日益凸显[1]。如何分配初始碳排放权是开展碳交易的重要前提。目前主要的初始碳排放权分配方法包括有偿获得的投标法、无偿获得的祖父法 (grandfathering) 和基于产出的分配方法 (out-based allocations) [2]。在碳交易市场建设初期, 无偿分配初始碳排放权往往是顺利推动经济低碳化转型的最佳选择[2], 而公平性是影响分配方案制订的最重要因素[3]。
对中国而言, 电力工业是最大的碳排放行业, 其碳排放量已占到了全国碳排放总量的50%左右[4]。电力行业的碳减排压力已对电力系统的规划、运行等产生了显著影响[5]。历史排放赤字, 即历史年份中各机组碳排放总量超出环境 (政策) 允许的数量, 需增大后续减排力度进行消纳。在电力初始碳排放权分配中, 如何考虑历史排放赤字对当前分配的影响往往是对分配是否公平的重要检验, 也是国际碳减排谈判的重要问题之一[6,7]。但目前电力初始碳排放权的分配方法主要考虑机组装机容量、机组类型、人口、地域面积、经济发展水平等因素, 对于历史排放赤字如何影响当前分配的系统性分析仍然较少[6,8]。
目前, 针对初始碳排放权公平分配的研究主要集中于将哲学研究的成果应用于分配实践[9]。文献[10]对比分析了目前实践中主要采用的碳排放初始分配方法。文献[8]分析了各种公平分配方法在电力污染物排放权初始分配中的具体应用。文献[11]从公平与效率的角度建立了初始碳排放权的二级分配模型。文献[12]从碳消费角度研究了碳排放的公平计量和激励机制等问题。但上述文献均未从数理模型的角度对分配方法的公平性进行系统的分析。
公理化方法是公平分配研究的重要领域[13,14], 通过将公平理念用一组普遍认可的性质 (即公理) 进行表述, 继而推导出具体的分配方法, 实现了公平研究的形式化。但理论和实践都表明, 符合所有公理条件的分配方法通常是不存在的[14,15]。文献[13, 15]的研究结果表明, 在基于排放求偿权的分配中, 比例算法 (proportional method, PRO) 、一致收益算法 (uniform gains method, UG) 、一致损失算法 (uniform losses method, UL) 、T算法 (Talmud rule) 是公平分配的主要方法。从公理角度来看, 这几种方法都是“公平”的。在实践中, 碳减排责任公平分摊往往是基本共识基础上的折中, 表现为博弈的均衡[16]。文献[17]利用k分配性 (k-allocation property) 、有界性等论证了按照加权平均计算折中值的合理性。现有的公理化方法在考虑历史因素的公平分配研究中多是公平效用函数的存在性和构造方法[18,19], 尚未有文献从公理化角度对考虑历史排放的公平分配进行实用化的建模研究。
本文根据“基本共识基础上的折中”理念, 将参与人可以选取的公平分配方法限制在某一范围内, 通过参与人在分配方法选取上的逻辑一致性要求, 将历史排放赤字分摊和总量削减因素纳入到当前初始碳排放权的分配体系中, 建立了考虑历史排放的电力初始碳排放权分配模型。同时, 还对自主参与分配机制下的博弈均衡、分配模型满足的基本性质等进行了研究, 给出了证明和算例。
1 问题描述及建模思路
1.1 基本分配问题的模型
基于求偿权的分配就是根据事先承诺给n个参与人可获得份额, 即求偿权并对资源总量t进行分配, 求取各参与人分配份额过程。即求取映射且满足求偿权数值一般可根据政府政策、批文、合同等算得。
1.2 历史排放赤字对分配的影响
在基于求偿权的分配中, 历史排放赤字的主要影响有2个方面:一是对当前排放总量的削减作用;二是对当前各参与人排放求偿权的不同削减作用。一般历史排放赤字总量较大, 如果仅在一个分配周期内 (一般以年度为周期, 以下简称为“年”) 完全消纳赤字, 对生产生活的影响过大, 实际上是不可行的。因此, 需将赤字总量在减排起始年度至减排目标完成年度间进行分摊, 确定当前年度需要消纳的赤字份额。记其中di为从减排起始年度向前追溯第i年度各参与人累计排放超出环境 (计划) 容量的赤字量, m为历史排放赤字需要向前追溯的最大年数, 为赤字总量。假设减排起始年至减排目标完成需k年, 为历史排放赤字在各减排年度的分摊值, 为历史排放赤字对不同参与人求偿权的削减量。则历史排放赤字对当前年度排放权分配的影响可建模如下。
1) 求取映射γ1:满足解决历史排放赤字总量在各减排年度的公平分摊问题。
2) 求取映射γ2:ci′≥0, 以确定历史排放赤字对当前年度排放求偿权的削减量。
因此, 考虑历史排放赤字后, 第r个减排年度的排放权分配模型修正为F:果参数选取不当有可能出现ci<ci′的情况, 这将导致参与人的排放成本过高, 甚至使得生产生活不可持续。这主要是由于减排目标过于激进、k值选取过小引起的。本文假设k足够大, 使得ci≥ci′始终成立。
1.3 公平分配的主要算法
针对基于求偿权的分配问题, 公理化公平分配算法主要有PRO, UG, UL和T算法这4种 (算例及意义见附录A) 。各算法的分析及对应的公理体系可参考文献[13, 15]。实际分配方案的选取一般是在参与人基本共识基础上的折中, 所以本文假设分配策略集S={PRO, UG, UL, T}, 参与人只能在其中自主选择。也就是参与人认为这4种方法都是公平的, 实际分配方案应当是对参与人分配方案加总折中的结果。从文献[13, 15]中还可以发现, 上述4种方法均满足分配的匿名性、单位选择无关性、公平排序性和分配有效性, 这些性质的具体表述及意义可参见文献[13, 15]。
2 历史排放赤字在减排年份中的分摊模型
2.1 基本思路
历史排放赤字的消纳类似于河流污染治理[20], 可以看成是各年度间合作治理并分摊成本的过程。为简化建模, 本文提出以下3条假设。
假设1:各历史年度的排放赤字在减排年度的分摊值之和与各历史年度排放赤字求和后在减排年度中的分摊结果相同。
这主要由于碳排放问题是一个全球性问题, 是一个历史累积排放对当代排放的影响问题。就整体而言, 后续年份需承担的减排责任与历史排放赤字在哪一年度由哪些参与人产生无关。尽管赤字存在自然衰减的因素, 但衰减比率一般较低, 且如何建模、衰减量如何取值目前尚未有统一的方法。为简化分析, 本文忽略这一因素, 直接将各年度的赤字累加后进行分摊。
假设2:减排成本与减排量成正比, 而且各年度的比例系数相同。
随着技术的进步, 后续年份的单位减排成本会呈现逐步降低趋势, 但是这种趋势很难被稳定预测。如果考虑这一因素, 当前参与人很容易故意提高减排成本随时间的降低幅度, 从而达到将减排责任推卸给后续年份的目的。从保证减排任务的有效落实角度, 本文保守估计了这一因素, 仅要求减排技术保持稳定。
在减排实践中, 单位减排的社会成本会随着减排量的增大而增大。但当减排总量占比不是很大时, 可近似为正比关系。考虑到减排量占排放总量的比例一般较小, 因此本文假设的正比关系是合理的。假设正比关系后, 合适选取计量单位就可用减排量来计量减排成本, 从而简化模型的表述。
假设3:历史排放赤字在减排起始年度至减排完成年度的分摊结果, 可按照不考虑年度次序的分摊和在此基础上的合作博弈分摊形成。
这一假设是历史排放赤字分摊的程序性规定, 符合人们的直观认识。
2.2 历史排放赤字的Shapley值分摊模型
由于历史排放赤字在后续减排年度全部分摊完成, 根据假设1和假设2, 减排起始年度至减排完成年度的差异仅为先后次序上的差异;根据假设3, 如果不考虑年度之间的先后关系, 则减排年度完全对称, 因此, 不考虑减排年份先后的各年度赤字消纳责任为D/k。由于减排量与减排成本成正比且比例系数相同, 因此合理地选择减排成本的计量单位后, 可使各年度对应的减排成本也为D/k。
考虑减排年度的先后次序后, 如图1所示, 排放赤字的消纳是k个年度合作的结果, 但各年度在减排中的地位是不平等的。如果减排年度j之前的年度不承担减排义务, 则第j年度末若要达到预期的减排目标则其减排量为 (j/k) D, 减排成本相应增加为 (j/k) D。
按年度定义集合T={1, 2, …, k}, 表示从减排起始年度开始的第1～k个减排年度。映射u:h→R+, hT表示仅由h中的年度间合作达到减排预期目标所需要花费的成本。本文用减排量计量减排成本, 由图1可知u (h) = (max (h) /k) D, 其中max (h) 为参与合作的最大减排年度编号。参考Shapley值公式[13]计算可得 (实际上是一个标准邮路分摊问题[13]) 各年度的减排分摊成本 (令g0′=0) :
由于各年度间的效用无法转移, 而年度减排责任可以转移, 因此考虑年度间先后次序后, 历史排放赤字应按照式 (2) 进行分配。
2.3 历史排放赤字分摊的公理化
本节将从公理化的角度进行论证。令为不考虑先后次序时各减排年度的历史排放赤字消纳责任 (对应减排直接成本) , 为考虑时间次序后的分配方案, 满足记为yi (ω) , 可得以下公理。
公理1 (可加性) :ω1=[ω11, ω21, …, ωk1]∈R+k, ω2∈R+k, 有yi (ω1+ω2) =yi (ω1) +yi (ω2) 。
即2个独立历史排放赤字的消纳成本分摊, 无论是一起分摊还是分别分摊后求和, 其分摊结果是一致的。从减排角度来看, 可加性保证了减排责任可以合理分配到各排放源。
即各年度应分摊的成本份额只与其自身及之前时间段的减排成本有关, 而与之后的减排成本无关。这主要是因为各年度减排的状态仅由之前的减排责任落实情况决定, 而之后的减排不会对当前的减排成本和减排状态产生影响。
即如果减排任务仅由i个年度落实, 则减排成本应在后续年度中平等分摊。这主要是因为后续年度均受到减排年度减排量的影响, 而且如果第i年度完成了减排目标, 对于j, l年度的影响是相同的, 因此j, l年度应当承担相同的费用。
即减排成本必须被全部分摊到各年度中, 从而确保减排目标的实现。
公理1至公理4与文献[20]中的可加性、下游成本无关性、下游对称性和有效性公理相对应。
定理1:按照式 (2) 获得的分摊方案是满足可加性、后续减排无关性、后续分摊对称性以及有效性的唯一解。
定理1中的证明方法与文献[20]中定理3的证明类似, 此处略。
3 历史排放赤字在各参与人之间的分配
3.1 基本思路
历史排放赤字的形成是当时参与人的排放造成的, 是当时参与人的共同责任。按照“谁引起、谁负责”和“共同但有区别”的原则[9], 当时的参与人应当以排放量为限额公平分摊减排赤字。即根据参与人的历史排放量, 选择公平分配策略集合S中的方法对赤字进行分摊。本文将机组视同为减排参与人进行讨论求解。
3.2 主要假设及分析
为建立分摊模型, 本文提出以下3条假设。
假设4:参与人的历史排放赤字贴现率为0。即参与人分摊的历史赤字份额, 在当前求偿权中实施等额扣除 (不计利息) 。
根据文献[21], 排放贴现率数值约为1.5%, 但国外多数研究认为这一数值应接近于0[9]。考虑到代际公平性要求各代人应处于同等地位, 即当代人与后代人之间是平等的, 而正数值的社会贴现率是重视现代人而轻视后代人的体现, 因此本文假设贴现率取0是代际公平的体现。
假设5:参与人对历史各年度所需承担赤字份额的分摊算法应当保持一致。
该假设符合逻辑 (公平观) 一致性的要求, 即参与人对各历史年度排放赤字分摊方法的选择应当保持一致。如果参与人认为以减排起始年开始10年前的排放赤字应按PRO分摊, 则第1年前的也应当按照PRO分摊。根据本文1.3节, 参与人选择的分配策略σ∈S都会被认为是公平的。
假设6:参与人分摊的历史排放赤字量在减排年度的分摊与历史赤字总量在减排年度的分摊方法保持一致。
由于历史排放赤字总量是由参与人各历史年度的排放赤字累积而成, 因此历史排放赤字总量的消纳过程亦即参与人所承担历史排放赤字的消纳过程。从而要求两者保持一致的分摊模型是合理的。
3.3 分摊模型
令eij为从减排起始年向前追溯i年时参与人j的排放量 (如果当时参与人j尚不存在, 则以eij=0表示) 。假设当前年份为减排起始后的第r年度, 则有如下结论。
1) 根据3.1节的分析, 减排起始年向前追溯i年, 参与人分摊的赤字份额为σ∈S, 其中, 为从减排起始年向前追溯i年时的参与人历史排放向量;di为向前追溯i年时的历史排放赤字量。
2) 根据2.2节和假设6, 第i年度排放赤字对当前求偿权的削减量为:
3) 由于贴现率为0, 因此结合假设5可得当前求偿权削减总量:
式 (4) 即为历史排放赤字对当前参与人求偿权削减模型γ2的具体形式。
4 考虑历史排放赤字的初始碳排放权分配
4.1 基本思路
为解决公平策略集S中如何确定γ2和F的问题 (参考1.2节) , 本节引入了加总原理和公平观一致性约束, 即: (1) 集体分配由集体中参与人的分配方案加总折中获得; (2) 参与人对于γ2和F的选取应保持一致, 即要求参与人不能采用“双重标准”。
4.2 考虑历史排放赤字的加总分配
文献[17]从k分配性、有界性等角度对加权平均加总方法进行了公理化。由于加总方法不是本文研究重点, 本文仅将这一结论应用于分配模型的构建, 据此分配算法表述如下。
1) 参与人i根据式 (2) 计算排放控制目标削减量gr′。
2) 参与人i在公平策略集合S中选择分配策略γ2, 根据式 (4) 计算各参与人求偿权削减向量c′。
3) 由于F=γ2, 因此参与人i考虑历史排放赤字的公平分配方案为
4) 各参与人的分配方案依次排列后形成了n×n维的分配矩阵:
式中:xij为参与人i的分配方案中参与人j的份额。
5) 加总分配即对式 (5) 所示的矩阵按列求取平均值, 形成集体分配方案。记列向量考虑加总后参与人j的分配份额为其中ξi>0, 为加权系数, 若ξi=1/n, 则为简单平均, 对应于“一人一票”;若即为按当前求偿权占比加权平均, 对应于“同股同权”。
4.3 加总机制下的博弈及分配有效性
为分析加总机制下参与人的博弈行为, 本文提出了定理2。
定理2:如果参与人以本年度自身初始排放权份额最大为博弈目标, 则参与人i在S中选取使自身份额xii最大的分配方法是一个弱占优策略。
定理2的证明参见附录B。本文算例均按定理2确定参与人的策略选择并计算分配方案。对于按照4.2节构造的方法能否满足公平分配的基本要求, 本文提出定理3。
定理3:按照加权平均加总的分配满足公平排序性和分配有效性;按照4.2节构造的分配算法能够满足匿名性、单位选择无关性和有效性, 能将历史排放赤字在减排年份中完全予以消纳。
定理3的证明见附录C。定理3中, 尽管加权平均加总可以对经削减的排放求偿权保持公平排序性, 但对于削减前的排放求偿权却未必能保持这一性质。这主要是由于历史赤字对排放求偿权的不同削减可能会对分配份额产生较大影响, 从而导致公平排序性不能保持的情况。
5 考虑历史排放的初始碳排放权分配算例
浙江省某地电网共有燃气机组26台 (对应于机组类型1和类型2) 和燃煤火电机组68台 (对应于机组类型3至类型6) , 各种类型机组的参数见表1。
发电机组对碳排放求偿权按年总发电核准小时数对应的排放量计算。该地全年用电需求为2.05×1011 kW·h。本年度为实施减排的第3年, 不考虑历史排放赤字时, 全年核定碳排放的平均排放强度需控制在675.74g/ (kW·h) 以下, 碳排放总量控制在13 840万t以下。各类型机组的历史排放量和历史排放赤字见附录D, 假设完成碳减排目标的时限为15年。由于系统中各台机组的发电小时数已确定, 因此, 各机组的碳排放求偿权可根据其核准小时数对应的发电量计算得到, 结果如表2所示。这也就是政府事先承诺给机组的年度碳排放权, 即排放求偿权。
根据附录D, 累计需要消纳的历史碳排放赤字为7 330万t。假设当前年份为减排第3年, 根据式 (2) 可得需要消纳的赤字为105.1 (= (1/15+1/14+1/13) × (7 330/15) ) 万t。根据4.2节中的分配算法和定理2分别计算简单平均加总和加权平均加总下的初始碳排放权分配, 结果如表3所示。
从表3可以看出, 采用加权平均加总后, 求偿权最大的机组较简单平均加总时初始排放权份额相应增大。这主要是因为求偿权大的机组在加权平均加总中的权重相应较大, 导致分配份额相应增加。作为对比, 本文还计算了不考虑排放赤字的加总分配和考虑历史排放赤字的经典分配方案, 计算结果分别如表4和表5所示。
对比表4和表5可看出, 考虑历史排放赤字后各机组的初始排放权均相应减少, 这主要是历史排放赤字对当前碳排放总量和机组求偿权的削减造成的。
从表5可以看出, UG对应于平均主义, 就是尽量平均的分配排放权, 显然对求偿权较小的参与人有利, 可以起到保护市场中弱势群体的作用;PRO类似于“多劳多得”, 根据求偿权的占比进行分配, 表达了一种“中性”的价值取向;UL是从求偿权缺额角度的“平均分配”, 对求偿权大的参与人有利, 可以较好地激励大机组, 提高整体效率;由T算法定义可知, 其为UG和UL混合分配方法, 在资源总量较小的时候, 偏向平均主义, 保护弱小, 当资源总量较大时则激励先进, 提高整体效率。算例中由于当前求偿权大的机组, 历史排放赤字相应较大, 使得在考虑这一因素后UL分配给大机组的排放权份额小于T算法。这4种方法都是从不同角度对公平的表达, 很难说哪种方法更为公平, 为使方案易被参与人认可, 本文采用了加总机制。
对比表3和表5可发现, 考虑历史排放赤字的简单平均加总分配与UG接近, 其主要原因是本文中考虑赤字后的允许排放量13 735万t与求偿权之和14 820万t较为接近, 而UG对于求偿权较小的机组有利。当待分配资源总量与求偿权之和接近时, 多数机组的排放求偿权将被完全满足, 所以此时多数机组将选择UG进行分配, 从而加总后的分配与UG接近。当采用加权平均时, 由于最大求偿权的机组权重较大, 经计算发现最大求偿权机组选择T分配是其最佳策略, 因此分配结果向T分配方案偏移, 即较小求偿权机组的初始排放权稍有减少, 最大求偿权机组的配额略有增大。从对比结果来看, 采用加总算法较好地调和了参与人对经典方法“公平性”的争议。
6 结语
如何在碳排放权公平分配中考虑历史排放赤字的影响是一个亟待解决的问题。本文所做的主要工作如下。
1) 用合作博弈的方法建立了基于Shapley值的分摊方法, 并且进一步进行了公理化。解决了历史排放赤字在减排起始年至减排目标完成年份之间的分摊问题。
2) 根据“谁引起、谁负责”的原则, 建立了历史排放赤字对机组求偿权的削减模型。解决了不同机组对历史排放赤字应当承担份额的确认问题。
3) 通过采用自主参与的加总方法, 解决了参与人对公平方法的争议问题。
4) 证明了一系列定理, 论证了所提模型的合理性, 并由算例验证了本文方法的适用性。