资源与环境经济学-教案.docx

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1、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”。 1. 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。2. 现代化的生产过程产生了一些新的合成物质。3.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1.环境及经济的相互关系2.环境价值评估及其作用3.管理环境的经济手段4.环境保护及可持续发展5.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严重

2、，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。1982年，Goldsmit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。1983年，Weiller认为环境核算的范围包括三个方面：（1）自然资源的枯竭；（2）环境自然状态的保护；（3）污染及其控制；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，以及自然资源枯竭对经济的影响。 基于环境价值进入GDP帐户的可能性，Alexander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

3、价未来有可能包含在GDP帐户中的生态系统环境功能的逻辑价值 。 在对生态及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。1991年国际科学联合会环境委员会组织召开的一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及其价值评估研究成为目前生态学研究的热点。1997年Daily及Constanza et al.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、资源及环境经济学家及其它相关领域的

4、科学家共同合作，从生态系统过程、生态服务功能及其生态经济价值等多个方面开展综合研究，不断充实及丰富生态系统服务功能的内涵，探索其评价技术及生态经济价值的评估方法，分析及评价生态系统服务功能的经济价值，已基本建立起自然资源经济进展研究的理论、方法和框架。第 二 章 环境资源价值及环境评价方法 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及现象的理论分析框架，主要有三个组成部分： 视角（perspective），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、可供使用的资源禀赋 参照系（

5、reference）或基准点（benchmark） 理解现实的标尺：如科斯定理分析工具（analytical tools）： 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：生态经济系统观人及环境的关系参照系：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：环境资源价值及环境评价方法政策：资源可持续利用及污染防治手段一、环境资源价值 要评估某项社会经济活动的费用及效益，特别是环境费用及环境效益，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

6、境资源的总经济价值分为三部分： （1）使用价值(use value)或有用性价值(instrumental value) current personal active direct or indirect use （2）选择价值（option value） potential future use （3）非使用价值(non-use value)或内在价值(intrinsic value) non-personal passive use 使用价值包括直接使用价值、间接使用价值。（1）使用价值 使用价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。 直接使用价值是环境资源直接满足人

7、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。 间接使用价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

8、经济价值。（2）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，那么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）。 选择价值取决于环境资源供应及需求的不确定性的存在，并且依赖于消费者对风

9、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。（3）非使用价值 非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，及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及应该包括什么，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

10、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。（4）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：1、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；2、礼物动机：同遗赠动机类似，但更象是留给同代人；3、同情动机：人类对其他生物的同情及存在价值的

11、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及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执行某项政策，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。 现值计算： n年后所获得的净收益Bn的现值是， Bn

12、PVBn = （1+r）n 在时期n年内，净收益流B0，B1，Bn的现值是， n Bi PVB0，B1，Bn = i=0 （1+r）i 计算现值的过程，称为贴现，其中，r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：1、费用效益分析2、费用效果分析3、影响分析1、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。 在经济学中，项目评估及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

13、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、外汇及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及对社会、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，环境影响无论重要及否都没有价值计量，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

14、生不良影响。 环境经济学认为，项目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及步骤 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，对项目可行及否进行决策，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：（1）识别项目的费用及效益；（2）把发生在未来的费用及效益贴现为现值；（

15、3）对经过贴现的费用及效益进行对比。 为了评估项目的环境费用及效益，必须进行以下分析。（1）确定分析范围，识别主要的环境影响；（2）分析和确定重要环境影响的物理效果；（3）通过价值评估技术对上述物理效果进行货币估值。2、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及其成本，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。在效益（福利）难以计量时，只能以成本为标准，选择成本最小的方案。3、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

16、，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1、环境损害及效益 环境损害及效益，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，那么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及外部性的存在，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，

17、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及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及经济综合决策过程的一个重要步骤。2、环境经济评价 环境损害（费用）及效益的价值评估，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。

18、 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、原则及方法，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及效益分析中。 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及其结果。3、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

19、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：（1）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（2）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，从及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

20、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。（3）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。4、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。那么，如何评估生命的价值？ 最简单的答案是，生命是无

21、价的，但这对于资源的分配问题毫无助益。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和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100百万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10万分之一下降为15万分之一，这意味着死亡人数将

22、由10人减少为6.67人。如果每一个人都愿意为这一死亡可能性的下降支付5美元(总计500万美元)，那么生命的隐含价值大约是150万美元（500美元/3.33）。 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300到700万美元，而最合适的生命价值估计约为500万美元，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500万美元/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700万美元/人以上。如玻璃厂砷安全标准隐含的生命价值为1920万美元/人，而甲醛的安全标准的成本是720亿美元/人。第三章 自然资源的可持续利用一

23、、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及不可替代资源。（一）不可更新资源可耗竭资源在任何对人类有意义的时间范围内，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

24、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。 1、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

25、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复使用率，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100%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。2、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

26、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

27、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。1、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

28、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，而且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。2、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

29、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，以及在管理、保护和提高生产能力方面的投资不足。二、自然资源的存量及流量 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上，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

30、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及未探明储量之和，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

31、经济概念，其大小及资源价格无关。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。 已探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：可开采储量在目前的经济技术水平下有开采价值的资源；待开采储量储量虽已探明，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，待开采储量转变为可开采储量，在很大程度上取决于人们对这些资源的支付意愿。 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：推测存在的储量可以根据现有科学理论推测其存在的资源；应当在的储量今后由于科学的发

32、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。 （1）如果把已探明储量当作资源蕴藏量, 再根据目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，1934年有人估计铜的蕴藏量（实际是已探明储量）只够开采40年，而1974年铜的已探明储量被证实还能开采57年。罗马俱乐部1972年发表的增长的极限，也犯有类似的

33、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，或向其他可更新及不可更新资源转换替代，储量也可能随着勘探发现及利用技术进步而增加。（2）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，那么最后一单位的资源蕴藏量也有可能被开采，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

34、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。 可耗竭资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

35、的情况.（二）n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n个时期，资源的供给量也相应增加到40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

36、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。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，

37、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6），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7之前，两种资源都被使用，直到可耗竭资源用尽，在时期7之后，只使用可更新资源。（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

38、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，资源的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。1、渔业资源的生物学模型： 下图是渔业资源的生物学模型，表示鱼类存量及增长之间的关系，横轴代表存量，纵轴代表存量的增长。Smin至S*表现为种群数量增加造成增长率增加，S*至Smax表现为种群数量增加导致增长率下降。Smin称为最小可变种群量（最低可生存存量），在这一点上，

39、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Smax，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。 Smin A Smax是一条可持续捕捞线，在该线上任何一点表示及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。S*称为最大可持续捕捞量存量（种群），此时

40、最大可持续捕捞量等于最大增长量。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。静态有效的可持续捕捞量如图所示，可持续总收益TR=PH，总成本TC=WE。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Em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，Em点为取得最大可持续捕捞量和总收益的捕捞活动水平。 那么Em点是否是取得最大净收益的捕捞活动水平呢？ 净收益表现为效益及成本之差，由总收益及总成本曲线

41、的垂直距离表示。净收益在Ee点处最大，此时，边际收益等于边际成本，总收益及总成本之差最大，Ee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Ec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。3、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问题。 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，

42、直到耗尽全部利润，即达到捕捞活动水平E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”。4、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1、三种思路（1）指令/法规控制或直接管制方法（2）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预。政府控制污染的政策工具可以分为三大类

43、： 排污标准、排污费（环境税）和排污权交易。（3）产权交易不需要政府干预：让市场自己达到最优。 1960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。2、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及社会成本的差距。 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谈判是科斯定理在污染控制或环境管理中应用的第一种形式。排污权交易制度也是科斯定理在污染控制中的第二种应

44、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。排污标准通常及惩罚相联系，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Arthur C. Pigou最先提出的，1920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及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J. H. Dales于1968年首先提出的。3、污染控制经