国家“十二五”规划纲要明确提出，要建立健全排污权有偿使用和交易制度，发展排污权交易市场，规范排污权交易价格行为。从以往我国试点省份出台的相关试点办法，及近期媒体曝出有关部委拟出台的工作指导意见报审稿的内容看，当前以排污权有偿使用为导向的排污权交易的做法，已与排污权交易的目的和内在机制严重相悖。排污权交易在中国已经面目全非，尤其是排污权有偿使用一旦成为政府的正式政策，则会造成严重恶果。必须从全面、综合、宏观与微观相结合的角度，从环境容量的性质、企业排污的性质、排污权交易的机制上加以分析，追本溯源，以正视听。

　　环境容量是一种特殊资源，不存在有偿使用的逻辑

　　环境容量并无确切定义，普遍认为环境容量是指人为或自然因素排放污染物到环境中，在不超过依法确定的环境目标值（简称法定限值），即环境最大可以承受或容许排放的污染物的量。如我国《环境空气质量标准》（GB3095-2012）规定，二氧化硫在自然保护区、风景名胜区和其他需要保护的区域内，空气中1年平均浓度、24小时平均浓度、1小时平均浓度分别不超过0.02毫克/立方米、0.05毫克/立方米、0.15毫克/立方米。

　　再如，生活污水、有机废水排入一条河流后，由于河水的稀释、降解等各种物理、化学和生物因素作用，使进入河中的化学耗氧量（COD）迅速降低，达到一定距离时，COD的影响就满足了水环境质量标准的要求，这种过程也是水环境的自净过程，环境自净能力大小也体现了环境容量的大小。有时，二氧化硫排放即使满足了空气环境质量的要求，但是因它而产生的酸雨也有可能超过了当地生态可以承受的能力，因此，酸雨的酸性、出现频率、影响面积等也是衡量环境对酸雨承载能力或者衡量酸性气体的环境容量大小的指标。

　　从环境容量概念的分析和实践中，对其特性可以得出以下几点：

　　第一，环境容量必须针对具体的污染物和法定限值。判断一个地区还有没有环境容量，一定要指明是哪种污染物、哪种条件限定下的环境容量。例如，当说到某地没有了氮氧化物的环境容量时，并不等于也没有了二氧化硫的环境容量；满足了二氧化硫的环境容量，也不等于满足了酸雨的环境容量。正如政府通报的城市环境质量情况往往与人们的感觉不一致，一个重要的原因是污染物的选择和限定条件的选择问题，可见污染物的确定和标准的选择至关重要。

　　第二，环境容量具有可再生资源的性质。由于在自净能力之内持续不断排放污染物，人类生存和自然生态系统不会受到损害，因此，环境容量本质上是可再生性资源。可再生能力的大小与承载污染物的环境主体要素的特性有关，如大气环境的可再生能力与风速、风向、大气稳定度、雨雪等气象特征和清除机制有关。同一地区、不同季节的环境自净能力也不同，如某些国家对氮氧化物的控制要求与季节有关。

　　第三，环境容量大小与污染源布局和排放方式有关。当采用不同的排放地点和排放方式（如高烟囱还是地面排放）排放污染物时对环境影响也不同。假定一个地区的燃煤电厂布局在地区的西部时，二氧化硫环境容量每年为200万吨，但布置在东部时则环境容量会大于或者小于200万吨；再如排放相同数量的污染物，低架源排放对环境质量的影响要大于高架源。

　　第四，环境容量是无形资源，不具有排他性和独占性。环境容量不能单独成为资源，而是一种必须依附于大气、水等环境要素或者介质而存在的无形资源，而这种无形的资源无法通过像分配有形物质那样向排放者分配，排放者占用的环境容量不具有排他性和独占性。

　　从以上分析可以看出，环境容量作为资源并不是人们想象的那样，像一个盛水容器一样，水满则溢；也不是像矿藏一样，挖完则完。由于环境容量实际上是一个不具几何形态的概念，只要在环境容量之内排污，环境容量这种“资源”才具有使用价值。环境管理的目的就是要充分利用好环境容量进行合理排污。由于在环境容量之内排放污染物，利用的是可再生的环境资源，应当无偿使用；而恰恰是超出环境容量之外的排污，由于需要付出经济代价来治理，因此，对于超环境容量的排污部分则需要有偿使用。

　　由此可见，环境容量由法规要求、环境特性和排放特性三大要素决定，它具有多面性、可再生性、无形性等资源特点，它的价值体现在：环境容量之内接纳污染物应是无偿的，而超出环境容量接纳污染物则应当有偿。确定环境容量的关键是寻求人体健康、环保法规、经济社会之间的平衡问题以及如何把环境容量合理应用到经济活动中的问题，而不是寻求环境容量资源到底值多少钱以及把环境容量资源“卖”出去的问题。

　　依法排污是企业的天然权利，但这种权利只能被分配，不能被出售

　　在人们没有意识到环境问题，或者虽然意识到环境问题但没有强制性的法规要求时，生产者为了追求产品的经济性而不去对污染进行治理，造成产品成本中不能真正反映污染控制成本。在工业化初期，较低的环境成本促进了经济快速发展，但在后期解决环境问题时可能会付出更大的经济代价，因此，寻找不同发展阶段环境与经济发展的平衡点是政府的任务而非企业的责任。对于单个企业来说，由于受责任定位、信息不对称等多方面的原因影响，不可能也无必要知道环境容量多大和自身应该排放多少污染物，而是要在法规的约束下，在政府管理下依法合理排污，所以在环保领域中排污权的分配是行政许可的重要内容。

　　在环境管理上有强制型和经济型两种手段：强制手段是通过法规对企业实行准入强制性环保要求，使环境成本进入产品成本之中；经济手段则是测算出需要控制的污染物排放总量和控制总成本，通过收取排污费用促进企业治理或者由政府来统一治理。不论采用哪一种方式，环境成本最终都会进入产品之中，成为社会成本，采用何种方式的关键是针对污染源的特性，研究如何才能使污染物控制的社会成本最低。

　　对于像火电厂这样便于集中治理的污染源，全世界采用的都是强制性的法规让企业自行治理，而不采用排污收费的方式，而对于千家万户排放的生活污水，如果各自治理的话成本太大，所以普遍采用的是收费方式，然后由政府采用集中治理的方式解决污染问题。

　　不论采用何种手段，控制污染的目的都是让排污量控制在环境容量之内，成为满足生产和经营活动的合法需要，因此，环境容量作为资源价值也间接体现到产品成本之中。人们如果需要享受更好的环境，法定质量的限值就要更严，此时环境容量就会更小，控制企业排污的法规就越严，产品的边际成本由于增加了新的环境成本所以也就越高。只要排污者从事法规允许的生产和经营活动，按法规要求排放污染物，则企业使用环境容量就天经地义，企业向环境排污是生产者的天然权利，不存在再购买环境容量的逻辑。

　　退一步讲，如果我们在工业化的起步阶段，出于对环境污染的无知或者没有经济能力治理污染，政府认为要通过收取有偿排污费达到限制或者筹集污染治理资金的目的还情由可愿的话，在经过30多年依法进行环境管理的前提下，还要让企业有偿使用环境容量的说辞是根本站不住脚的。

　　以我国燃煤电厂大气污染物控制为例，从上世纪七十年代初颁布排放标准，八十年代初期建立的烟尘单因子超标排污收费制度、中期建立环境影响评价制度、 “三同时”制度，到九十年代开始二氧化硫排污收费制度，2000年以来的规划环境影响评价制度、污染物总量控制制度、按污染物浓度和种类的强化排污收费制度、强制性要求火电厂烟气脱硫脱硝等要求，其中与火电厂相关的强制性的大气污染物排放标准修订过四次。现在我国90%以上的燃煤电厂都安装了烟气脱硫装置，比美国高出近40个百分点，火电企业为达到法规和行政的要求，已经付出了巨额的经济代价，全社会通过脱硫电价的上涨也承担了经济成本，这些都体现了环境资源的价值。虽然通过烟气治理后火电厂仍然会有少量污染物排放到环境中，但此部分的排放既是技术经济条件难以完成治理的部分，也是可以充分利用环境自净能力的部分，所以环境容量内无偿排放应是天经地义的。

　　我们还可从排污收费标准的制定机制上得到同样的结论。收费标准的确定是以达到排放标准的前提下测算出治理污染物的社会平均治理成本，而不是以零排放的前提条件来测算的。从零排放到达标排放之间的部分，应当是环境可以接受的部分，也应是无偿排放部分。所以零起点排污收费的作法也是十分荒唐的。

　　政府分配给企业的排污权是一种行政“许可”，与环境容量的价格毫不相干

　　现在排污权有偿使用试点方案中提出的排污权价格测算原则，主要是按照超过环境容量之外排放的每单位重量二氧化硫的治理成本来测算，这与环境容量的价格也毫不相干。因为，排污权的价格应由两个要素组成：一是年（或季，以研究的问题而定）排放量，二是排放权的使用时间（1年还是多年），而治理每单位重量的二氧化硫成本与排污权拥有的时间长短无关。因此，许可企业排污的权利只能由政府分配，而不应由政府以资源的形式出售，如果政府要卖排污权的话，实际上卖的是政府的权力，而权力的价格也应以分配排污权的行政成本来测算，而不是以污染物治理成本来测算。

　　排污权交易的目的应当是为了以更经济方法达到治理污染的目的，而不是为了收取所谓的资源有偿使用费，在污染物总量控制的条件下，政府的作用是如何促进这些合法的排污权按市场规则去合理交易、流动，而不是限制交易。

　　在污染物排放总量控制的目标下，如何才能做到全社会控制污染的成本最小？理论和实践都已经证明，面对成千上万的企业，用行政的方法显然难以做到，而通过市场竞争的方法可以达到这个目的。但向环境排污与生产产品不同，一个地区生产的产品可以通过人力让全世界都使用，但环境质量难以用人力挪动，如果治理成本高的地区只购买排污权不进行治理，那么这个地区将可能造成严重污染。

　　因此，排污权交易的前提有三点，一是不能以牺牲局部即当地的环境质量标准为前提。如美国规定排污权交易不能因为排放方式的改变使环境质量超标。二是排污权所交易的污染物在总量控制的范围内具有几乎相同的影响，即污染源的位置与污染物影响关系很小。如同样是二氧化硫排放，虽然对于环境质量的影响与排放位置和排放方式有密切关系，但是对酸雨来说二氧化硫的影响是大范围的影响，可以认为与排放位置关系较小，所以美国的二氧化硫总量控制是酸雨计划的支撑，而排污权交易是总量控制的支撑。三是环保法规对企业的要求应有科学性和一定的灵活性，如果规定得过死，就限制了企业有可能通过技术和管理手段实现经济减排的空间，而当企业都难以完成排放标准规定的要求时，是不可能有富裕的排污权去交易的。

　　再从排污交易机制自身来看，关键也有三点，一是企业对排污权使用的期限要明确，只有这样企业才能测算成本。二是尽可能降低交易中的成本和交易障碍，如降低或者减免税收、过高的交易手续费和获得排污权的成本等。三是排污交易只在合法产品的生产主体间进行，非生产性的主体不应在市场中获得排污权。特别是对于发展中的地区，如果允许非生产者拥有排污权并进行囤积，将排污权当作金融衍生品一样进行炒作，无疑将推高生产成本，形成泡沫，对企业和社会都将是一场噩梦。

　　从以上要求来看，可以归纳出三点：一是除了二氧化碳等完全与排放位置无关的温室气体和极个别污染物外，能够应用到大范围（如全国范围）排污权交易的污染物实际很少。二是排污权交易实际上与环境容量的大小无关，从《京都议定书》中的碳排放贸易和CDM机制来看，减排量是以阶段性的减排目标来确定的，当碳排放维持在自然平衡状态也即“环境容量”之内时，也就不存在碳的排放交易问题。三是排污权交易机制既不适用于以环境质量差为特征的环境污染严重的地区（因为可能会使该地区中某些局部地区环境质量更差），也不适用于排放标准过严、企业改进污染控制技术潜力过小的情况，更不适用于收取所谓的资源有偿使用费增加企业交易成本的政策环境下。

　　对中国电力行业而言，把二氧化硫、氮氧化物作为全国范围的总量控制，对于减少局部地区的酸雨和细颗粒物影响有重要意义，但对减少二氧化硫和二氧化氮以改善当地环境质量的意义不大。同时，由于排放标准的要求已严于总量控制的要求，企业完成排放标准的要求已难上加难，已经堵死了排污权交易的空间；尤其是烟气脱硫机组已达90%以上，脱硝机组正在大规模建设，大量的设备成本已经投入，也基本上堵死了交易的环保技术空间。如果再出台收取排污权有偿使用费，也就堵死了排污权交易微观机制上的空间。在这种情况下推行排污权交易，将是面目全非，恶果而终。

　　有两个模糊观点在此必须澄清。一是新建企业的初始排污权在市场上有偿获得与在政府分配下有偿获得对企业而言不但本质意义不同，结果也完全不同。当一个新建企业的初始排污权在市场上有偿获得时，收益的是卖出排污权的企业，促进了排污权交易；而在政府有偿获时，收益是政府，增加了排污交易成本、阻碍了排污交易。如美国在排污权交易初期为防止企业不愿意交易的行为，对新建项目的排放权是从现有企业中强行拿来一部分进行拍卖得到，但拍卖的钱由政府还给原企业的，后来实践证明新建企业可以从市场上获得更便宜的排污权，政府随即取消了强行拍卖的作法。政府为减少排污权交易成本的作法，是显而易见的。

　　二是排污权交易的前提不是要明晰产权，而是要明晰排污权，排污权不等于产权。由于排污权的流动涉及到局部环境质量的改变，因此需要政府去管理，但这种管理应当尽可能地通过制定规则而不是直接干预。美国1990年清洁空气法案修正案中把排污权作为“许可”，并规定“许可”在规定年限内或者之后可以排1吨二氧化硫。分配的“许可”是一个排放二氧化硫的有限的“许可”，该“许可”不构成产权。同时，在排污权管理中美国环保部门对排污权交易只负责登记和过户。

　　结语：

　　排污权交易为什么在美国能够很快实践并取得很好的效果，而在中国试点了20年却仍然是试点？实际上复杂的并不是排污权交易本身，而是对环境资源的深刻认识，是对成本与效益的深刻认识，是对政府权力使用的深刻认识。

　　排污权交易是在污染物总量控制条件下，通过市场手段降低污染物治理成本的有效政策工具，在科学上和法规制度上有重要的实施前提条件，但与环境容量是否是资源无直接关系。政府通过排污权有偿使用获得所谓的环境资源的收益行为，实质上卖出的是行政权力，不是环境资源，限制的是排污权交易，有偿使用是个伪命题。如果这种有偿使用政策一旦实施，它对排污权交易会造成严重阻碍，并且会形成新的寻租领域，使电力（产品）变相涨价，增加企业负担，加大行政成本和社会成本……这样的做法，民众、企业不能接受，法律也不应该接受。