排污企业范文

排污企业范文（精选12篇）

排污企业 第1篇

一、排污权交易的会计确认

对于排污权属于何种要素的问题，国际上均将其确认为资产。我国《企业会计准则》对资产的定义是：资产是指企业过去的交易或者事项形成的、由企业拥有或者控制的、预期会给企业带来经济利益的资源。很明显，排污权符合资产的三个特征：政府通过无偿分配、定价出售或公开拍卖的方式将排污权分配给企业后，企业便取得对排污权的控制权;企业通过排污保证其生产经营从而获利，同时，出售剩余的排污权也能直接为企业带来现金流入。但排污权到底属于哪种资产类别，学术界则有较大分歧，主要观点有三种，分别将排污权确认为无形资产、存货和金融资产。笔者认为，将排污权确认为无形资产更为合适。我国《企业会计准则第6号无形资产》对无形资产做出了定义，即企业拥有或者控制的没有实物形态的可辨认非货币性资产。排污权作为企业向生态环境排放一定污染物的权利，显然是没有实物形态的。且其作为一项独立的权利能够从企业其他权利和义务中转移、分离并用于出售，满足可辨认的标准。由此可见，排污权符合无形资产的定义，应作为无形资产进行确认。

二、排污权交易的会计计量

（一）排污权的计量属性。

根据我国《企业会计准则》的描述，会计计量属性主要包括历史成本、重置成本、可变现净值、现值以及公允价值。对于排污权的会计计量属性，学术界的观点主要集中于历史成本计量和公允价值计量。下面笔者将从这两方面对排污权的计量属性进行探讨。

1. 历史成本计量属性。

历史成本又称原始成本或实际成本，是指以取得资产时实际发生的成本作为资产的入账价值。历史成本以交易双方确定的价值为基础，资料容易取得，具有较强的可靠性和可验证性。在确认排污权的初始入账价值时采用历史成本计量属性是合适的，能准确反映双方交易时的原始价值。但历史成本作为排污权的计量属性也有其局限性：一是它不能反映排污权价值随市场变化的波动情况，使得会计信息的可靠性和可比性减弱;二是我国企业的排污权大部分由政府无偿授予，历史成本法下初始成本为零，在财务会计中没有进行确认，不充分的资产负债表信息会影响信息使用者进行正确决策。

2. 公允价值计量属性。

鉴于历史成本的缺陷，有必要在排污权计量属性中引入公允价值计量。我国《企业会计准则》对公允价值的描述是：在公平交易中，熟悉情况的交易双方自愿进行资产交换或者债务清偿的金额。引入公允价值计量恰当地解决了历史成本计量排污权的两个问题：一是公允价值与市场价值是相关联的，能更准确地反映公允的市场现实交易价值;二是当企业获得政府无偿授予的排污权时，公允价值计量能将排污权纳入到财务报表中来。如果存在活跃公开的排污权交易市场，无偿取得的排污权的公允价值为公开标价;若排污权交易市场不够活跃，其价值应参考最近类似的排污权交易价格;若不存在排污权交易市场，其公允价值为独立的环保机构或其他组织依据特定时期、特定区域的污染情况以及治理成本确定的排污权价格。

综上，笔者认为排污权应采取历史成本和公允价值的双重计量属性。

（二）排污权的初始计量。

企业获得排污权的方式通常为政府无偿授予、定价出售或拍卖。国际会计准则理事会(IASB)建议国际市场中排污权交易都采用公允价值计量。但由于我国排污权交易制度尚未成熟完善，新会计准则对公允价值的使用有着严格的要求和限制，所以我国排污权交易不能完全采用公允价值方式计量，应根据不同的取得方式按以下方式计量：

1. 企业购买或拍卖取得排污权。

企业购买或通过拍卖取得的排污权，其初始入账金额是企业为排污权实际支付的购买价格或拍卖价格。

2. 政府无偿授予的排污权。

企业无偿取得的排污权实际上是一种政府补助。根据我国《企业会计准则第16号政府补助》规定，政府补助为非货币性资产的，应当按照公允价值计量;公允价值不能可靠取得的，按照名义金额计量。故在存在公开活跃的排污权交易市场的情况下或能通过其他方式获得排污权交易的公允价值时，应将排污权的公允价值记入“无形资产排污权”科目的借方，并将其确认为“递延收益”，在排污权的有效期间进行摊销，确认为收入。而当排污权公允价值无法可靠取得时，企业应将排污权按名义金额(1元)计量并计入当期损益。

（三）排污权的后续计量。

1. 排污权的摊销。

我国《企业会计准则第6号无形资产》规定，使用寿命有限的无形资产，其金额应在使用寿命期间合理摊销。虽然我国政府对排污权的具体使用期限尚未做出明确的规定，但作为国内排污权交易试点最成熟的城市嘉兴在2010年7月1日颁布的《嘉兴市主要污染物初始排污权有偿使用办法(试行)》中规定，企业可以按5年期或20年期两种方式申购初始排污权。由此可见，排污权是使用寿命有限的无形资产，应该在使用期限内进行摊销。在确定排污权需要摊销的基础上，应进一步确定排污权的摊销方式。《企业会计准则第6号无形资产》规定企业选择的无形资产摊销方法，应当反映与该项无形资产有关的经济利益的预期实现方式。无法可靠确定预期实现方式的，应当采用直线法摊销。由于企业污染物的排放量通常与其生产相关，与产品产量、生产进度相一致，因此应采用工作量法对排污权进行摊销，并将摊销额计入制造费用，最后转入各产品的生产成本。

2. 排污权的价值重估。

根据我国《企业会计准则第8号资产减值》的规定，企业应于每年末对无形资产的减值状况进行测试并提取减值准备，但无形资产增值时不予确认。这是出于谨慎性角度考虑以防高估企业资产价值。但随着我国排污权交易制度的推广和活跃公开的排污权交易市场的建立，不确认排污权增值可能会低估企业资产，减弱会计信息的可靠性。因此，笔者认为排污权的后续计量应该借鉴《国际会计准则第38号无形资产》中的重估价模式，允许排污权以其期末公允价值减去减值损失和累计摊销的金额作为账面价值，并根据谨慎性原则将排污权的增值部分确认为权益。

三、排污权交易的会计记录

（一）排污权交易会计的核算内容。

排污权交易的主要核算内容包括：排污权的取得、污染物的排放、排污权的摊销、排污权的价值重估、排污权的交易等。

（二）排污权交易会计的账户设置。

企业应在“无形资产”科目下设二级科目“排污权”;无偿取得排污权时应记入“递延收益”科目并下设二级科目“政府排污权补贴”，在排污权有效期限内进行摊销，确认为收入;当期末排污权的价值发生变动，应将增值和减值部分分别记入“资本公积排污权重估增值”和“无形资产减值准备排污权”两个科目。

（三）排污权交易会计的账务处理。

1. 企业取得排污权。

企业从政府购得或通过拍卖取得排污权时，按成交时的历史成本入账。借记“无形资产排污权”科目，贷记“银行存款”或“现金”科目。企业从政府无偿取得排污权时，按取得时的公允价值确认“递延收益”，借记“无形资产排污权”科目，贷记“递延收益政府排污权补贴”科目。

2. 排放污染物时，按对应排污权的市场价值进行摊销。

借记“制造费用”科目，贷记“累计摊销”科目。

3. 在持有期间内将“递延收益”确认为各期收入。

借记“递延收益政府排污权补贴”科目，贷记“营业外收入排污权补贴收入”科目。

4. 排污权的价值重估。

排污权价值上升，将可回收金额超过账面价值的部分计入“资本公积”。借记“无形资产排污权”科目，贷记“资本公积排污权重估增值”科目。排污权价值下降，按变动部分首先冲减原确认的权益，差额部分计入“资产减值损失”。借记“资本公积排污权重估增值(冲减原确认的权益)”、“资产减值损失(超过原确认的权益部分)”科目，贷记“无形资产减值准备排污权”科目。

5. 企业进行排污权交易。

企业在二级市场购入需要的排污权，按实际支付的价款作为入账金额。借记“无形资产排污权”科目，贷记“银行存款”或“现金”科目。企业出售剩余的排污权，将成交金额与排污权账面价值的差额记入“营业外收入”或“营业外支出”科目;若“资本公积”存在贷方余额，将其转出。借记“银行存款”或“现金”、“累计摊销”、“无形资产减值准备排污权”、(“资本公积排污权重估增值”、“营业外支出排污权交易支出”)科目，贷记“无形资产排污权”、“营业外收入排污权交易收入”科目。

四、结论

违法排污企业治理措施 第2篇

进一步加大环境执法力度，着力解决危害群众健康、影响可持续发展的突出环境问题，以保护饮用水源安全、遏制“两高一资”行业污染反弹为重点，保持主要污染物减排工作的顺利实施，维护社会稳定。

二、工作重点及要求

（一）巩固年环保专项行动成效，持续开展饮用水源保护区后督察和城镇污水处理厂、垃圾填埋场集中整治和重点环保案件后督查。

1对年和年饮用水源保护区集中整治中发现的问题进行跟踪督办。凡是饮用水源保护区划分和调整不到位、城镇饮用水源保护区内各类排污口取缔措施不落实、保护区边界地理界标和警示标志设立不规范、保护区或周边化工企业没有防止事故状态下“清净下水”污染环境有效措施的一律挂牌督办。加强湖环境综合整治。各相关职能部门和单位要通力协作配合，按照市人大常委会印发的关于加强湖水资源环境保护的决定》常发[]1号）和市人民政府专题会议纪要[]39号《关于湖环境综合整治会议纪要》要求，认真开展湖环境综合整治工作。

2加强城市污水处理厂的监管力度。重点整治不能保证正常稳定达标排放以及污泥外排或弃置造成环境污染的问题。同时，对排入市政管网严重超标、影响污水处理厂运行的工业企业进行集中整治。进一步规范已投入运行的城镇污水处理厂生产运行台帐建立工作，按日记录进出水水量、水质、污泥产生量与处置情况、主要设备运行状况等，按月记录用电量、运行成本等，于每月1日前向市环保局报送上月污水处理厂运行月报表。

3全面整治垃圾填埋场环境违法问题。重点整治垃圾填埋场中未进行环境影响评价的已经投入运行但未通过“三同时”验收的直排渗滤液和渗滤液超标排放对周围环境造成严重污染的问题。

4对年挂牌督办、重点信访案件、领导批示案件的整改落实情况进行后督察，督促企业落实整改要求。

（二）着力打击“两高一资”行业重污染企业的环境违法行为，开展钢铁行业专项检查。

1对“两高一资”行业重污染企业进行监督检查。重点查处不符合产业政策、环境准入条件、未经审批擅自开工或建成投产的企业；不符合有关环保规定、超标排放污染物的企业；拒不执行国家产业政策，使用国家明令淘汰的落后工艺、设备的企业。严厉打击已被取缔关闭后死灰复燃的企业。

2认真贯彻国家《钢铁产业调整和振兴规划》中控制钢铁行业产能，加快淘汰落后产能的要求，开展钢铁行业环境污染专项检查。摸清钢铁企业执行建设项目环境保护管理规定及国家产业政策的基本情况。严肃查处违反环境影响评价制度和环境保护“三同时”制度，拒不淘汰列入产业结构调整淘汰类目录的设备和工艺，主要污染物超标和超总量排放的钢铁企业。

（三）继续开展涉危企业环境安全隐患整治。

对各类化工企业及其它重污染行业，必须明示污水排放口，其他非法排污口及暗管一律拆除或封堵。污水排放口必须按要求设置在线监测装置。事故状态下有毒有害废气排放要有可行的应急措施。对各类小化工企业进行排查，对违反产业政策的企业要按规定予以关停；未办理环境影响评价手续的企业要责令立即停产整改、补办手续，逾期未完成整改要求的要予以关停。

三、主要工作措施

（一）切实加强组织领导。

各相关职能部门为成员的环保专项行动领导小组并在市环保局下设办公室，市政府成立以分管副市长为组长。负责专项行动的组织协调及日常工作。

制定工作方案，各乡镇（办、场）负责本辖区专项行动的组织实施。要将专项行动纳入重要议事日程。要根据整治工作的实际情况。召开专门会议进行动员部署，尽快组织实施。

（二）采取综合措施，强化全面整治。

要综合运用法律、经济、行政等手段，加强挂牌督办、后督察等环境行政执法手段基础上，环保部门要分阶段对照工作重点进行拉网式检查，对各类环境违法行为依法进行行政处罚；发改和经贸等部门要切实发挥在淘汰落后产能工作中的职能作用，查处“两高一资”钢铁和涉砷企业违反国家产业政策的行为，淘汰一批行业产能过剩、技术落后、污染环境的生产能力，优化产业结构，增强可持续发展能力的企业，并严格项目监管；监察机关要强化行政监察职能作用，加大责任追究力度；司法行政机关要有序推进环境法制宣传教育、法律服务和法律援助工作；城建部门要强化排水许可管理，并加强对城镇污水和垃圾处理运营的监管，集中整治污水超标排入下水道、影响污水厂正常运行的工业企业；工商部门要依法查处“两高一资”行业企业违反登记管理法规的行为；安全监管部门要依法查处危险化学品生产企业违反安全生产法规的行为，督促企业防范生产事故引发环境污染事件；电力监管部门要监督供电企业，严格执行国家制定的节能环保电价政策，对违法企业依法采取停、限电等有效措施。要进一步加强与相关管理部门的配合，金融信贷、进出口监管等方面采取有效措施，不断强化环境执法效果。

（三）加强分类指导，严格环境执法。

环保部门要强化分类指导的执法意识，对于存在主观恶意的屡查屡犯、明知故犯、偷排偷放等环境违法行为，要依法从重处罚，并移送法院，追究法律责任；单位和产品获得各种先进、优质产品称号的要按程序取消其资格和称号；对企业法人担任各级人大代表、政协委员的要向相关单位做出通报。对未按要求开展专项行动、存在问题较大的地区和部门，将予以“区域限批”行业限批”和限制资金补助、项目审批的处罚。要规范自由裁量权的行使，坚持教育与惩罚相结合的原则，监督并指导企业切实解决问题。建立企业环境监督员制度，有效发挥企业监督员监督企业环境污染治理设施运行等方面的作用，促进企业守法意识的提高。

（四）建立长效机制，加强公众监督。

要以环保专项行动促进建立健全日常环境执法的长效机制，将专项行动检查过的重点行业企业纳入日常重点监管范围。建立后督察制度，将定期检查和不定期巡查相结合，巩固整治成果，防止环境违法企业死灰复燃。规范和完善挂牌督办制度，对专项行动中发现的典型环境违法案件和群众反映强烈的突出环境问题，实行挂牌督办，做到处理到位、整改到位、责任追究到位。要加强城镇污水处理厂进出口水质监管，建立污泥转移联单制度。

要充分利用电台、报纸、互联网等多种传媒手段，加大专项行动和环保法律法规的宣传报道，大力宣传开展环保专项行动的重大意义，宣传市委、市政府的工作部署、工作措施以及治污减排的决心，深入报道全市环境安全形势，揭露重大环境问题，提高全社会的环保意识、健康忧患意识，切实增强广大人民群众保护环境的自觉性和主动性。有关单位要及时公布环保专项行动工作进展，披露违法排污企业名单，曝光一批有影响的环境违法案件，形成集中整治企业违法排污的高压态势。要充分发挥“12369环保热线作用，畅通投诉渠道，鼓励群众举报环境违法行为，为环保专项行动深入扎实开展营造良好的社会氛围。

国家将清理整顿不法排污企业 第3篇

据国家环境保护总局副局长汪纪戎介绍，“九五”期间，我国开展了以“一控双达标”为主的大规模环境污染治理工作，全国23万家有污染的工业企业中90％以上完成了主要污染物的达标排放任务；2001年以来，我国又开展了“严查环境违法行为，遏制污染反弹”专项行动，共查处环境违法企业35156家，一定程度上遏制了污染反弹上升的势头。

汪纪戎表示，由于经济利益的驱动和地方保护主义的影响，一些地区环境污染问题依然十分突出，一些地区危害群众健康的污染问题经多次督办，仍未见成效。六部委将用3个月时间，对不法生产企业开展一次清理整顿工作，切实解决人民群众反映强烈、危害群众健康的突出环境问题，严肃处理责任者。

这次清理整顿的重点是：违反环境管理规定上马的建设项目；未按国家规定期限淘汰的落后生产能力、工艺和产品；从事废五金电器、电线电缆和电机加工利用场所，群众健康危害长期得不到解决的污染行业集中地区。

清理整顿的主要措施包括：公开处理一批典型违法案件；严肃查处当地政府及有关部门的行政不作为行为；发挥多部门联动的优势，增强执法力度；由环保总局等直接督办一批重点问题；确保环保举报热线通畅，对群众反映强烈的重点环境污染问题，要限期解决；针对重点行业，按照法律法规和产业政策要求，关停一批规模小、污染重的企业，引导企业走产业结构调整、清洁生产和循环经济的路子，从根本上解决这些地方的环境污染问题。

企业违规排污与政府监管博弈分析 第4篇

关键词：纳什均衡,学习效应,示范效应,诱惑力度

1引言

良好的环境是建立在完善的规范制度和有效的政府监管基础之上的。政府制定的有关环境的规范制度的实施是生产企业与政府之间围绕规范与违规的一系列重复博弈的结果。生产企业之所以想违规, 是因为违规之后可以获得超额收益。超额的收益越多, 违规的诱惑力就越大。生产企业之所以不敢违规, 是因为违规之后可能受到严厉的惩罚。生产企业是否违规, 很大的程度取决于违规获利的诱惑与政府监管制度强制力之间的比较。强制力相对于诱惑力越弱, 生产企业违规现象就越严重。反之亦然。由于政府监管者信息是不完全的和非对称的。生产企业必须随时根据变化的情况来调整自己的决策。并且生产企业对政府监管存在一种学习机制, 政府对违规者的实际查处情况具有一种示范效应。诱惑力与强制力, 学习效应与示范效应, 是我国现阶段环境维护与治理的重要因素。本文将在完全信息博弈的假设下讨论诱惑力和强制力的影响。以及利用非对称信息讨论学习效应与示范效应的影响。最后给出相应政策建议。

2模型结构

2.1所建模型的假设前提

(1) 该博弈为生产企业与监管政府之间的2人完全信息静态博弈。生产企业有两种策略:对污染物采取措施进行治理和违规排污;市场监管者也有两种策略:查处和不查处。

(2) 生产企业不违规即采取措施进行污染物治理, 治理成本C与生产企业收益成比例, 即C=c*TR政府不查处时, 生产企业的收益AR为总收益扣除污染物治理成本, 即AR=TR-C, 而政府收益为G (与良好的环境得以维护、政府声誉等可以看作是政府的正常收益) 。

(3) 当政府不查处时, 生产企业可以获得全部收益TR, 此时收益大于采取措施进行污染物治理时的收益, 政府遭受由于环境的破坏所带来声誉损失TG。该损失与生产企业的违规收益正相关, 即TG=t*TR。 (0

(4) 当生产企业的违规行为受到政府查处时, 其收益为TR减去被查处的损失F, 该损失与违规收益正相关, 即F=f*TR, (0

(5) 当监管者查处, 市场参与者不违规时, 政府的收益为正常收益减去查处成本A。

(6) G-a* (TR-C) 。生产企业的收益为AR, 即AR=TR-C。

据此可以将生产企业与监管政府的博弈策略及其收益归纳为表1

2.2博弈均衡

当生产企业不违规时, 政府不查处的收益大于查处, 其最优的选择为不查处。

但是, 当政府选择不查处时, 生产企业违规排污的收益大于不违规收益, 其最优选择是违规。

当生产企业选择违规时, 政府的最优选择取决于不查处的损失与查处成本比较;当不查处的损失大于查处成本时, 其最优选择为查处;反之为不查处。

当政府选择查处时, 生产企业的最优选择取决于采取措施进行治理后的收益与被查处的损失的比较, 当c>f时, 其最优选择是不违规, 即采取措施进行污染物治理;当c

因此, 在以下2种情况下的博弈均衡分别为:

(1) 当不查处的损失大于查处成本, 违规者被查处的损失小于污染物治理成本时, 生产企业选择违规, 政府选择查处, 存在纯策略纳什均衡。该均衡也是占优均衡。

(2) 当不查处的损失大于查出成本, 且违规生产企业被查处的损失大于污染物治理成本时, 如果政府选择查处, 生产企业选择不违规;生产企业选择不违规时, 政府选择不查处;政府选择不查处时, 生产企业选择违规, 不存在纯策略纳什均衡, 但存在混合策略纳什均衡。

求解混合策略纳什均衡, 假定生产企业违规概率为p, 不违规的概率为 (1-p) ;政府查处的概率为q, 不查处的概率为 (1-q) , 则生产企业的期望收益为

U1=p[q (TR-c*TR) + (1-q) (TR-c*TR) ]+ (1-p) [q (TR-f*TR) + (1-q) TR]

其最优化的一阶必要条件为undefined

政府最优的查处概率为undefined

监管者的期望收益为u2=q[p (G-a*TR) + (1-p) (G-a*TR) ]+ (1-q) [p*G+ (1-p) (G-t*TR) ]

其最优化的一阶必要条件为undefined

生产企业最优的违规概率为undefined

可见, 当不查处的损失大于查处成本, 且违规生产企业被查处的损失大于治理成本时, 存在混合策略纳什均衡undefined。其含义是;

当实际违规概率p大于均衡违规概率p*, 即undefined时, 政府的最优选择为查处;

当违规概率undefined时, 监管者以undefined的概率查处;

当违规概率undefined时, 监管者的最优选择是不查处;

当查处概率undefined时, 参与者的最优选择是不违规;

当查处概率undefined时, 参与者以undefined的概率选择违规;

当查处概率undefined时, 参与者的最优选择是违规。

从上面的分析可见, 查处力度f、查处成本系数a和不查处的损失系数t是决定该博弈均衡的三个关键因素。当查处力度f加大时, 均衡查处的概率q*将下降, 实际违规概率p下降;反之则上升。当生产企业违规对政府利益的不利影响系数t上升时, 查处概率上升, 违规概率下降。当政府的查处成本上升时, 查处概率下降, 违规概率上升。

可见, 生产企业的治理成本系数c与被查处的损失系数f 的比较是确定博弈均衡的关键。治理成本的大小决定促生产企业违规的诱惑力的大小, 违规后被查处的损失大小决定政府环境保护规则制度的强制力的大小。生产企业是否违规, 取决于违规获利的诱惑与规则的强制力的比较, 当诱惑力大于强制力时, 即c>f时, 不管政府查处还是不查处, 生产企业都将选择违规;只有当强制力大于诱惑力时, 生产企业才选择不违规, 强制力越大于诱惑力, 即处罚力度f越大, 生产企业违规的概率就越小。

(3) 不仅如此生产企业是否违规还取决于监管政府的类型和监管政府对违规行为实际的查处行为是严厉查处还是放任自流。因为, 政府对生产企业监管与生产企业违规是一个动态博弈过程。在此过程中, 生产企业的违规行为, 政府的监管和查处行动, 是相互制约和相互影响的。关于每个参与者的行动的信息, 违规和查处的信息对博弈行动和博弈均衡具有重要的影响。由于信息是不完全和非对称的, 在博弈中每个参与者都在不断的收集和利用自己所能掌握的最新信息来修正自己的预期、决策行动, 即不断地学习。但是在现实中, 由于多种因素的制约, 违规者被查处的概率和被惩罚的力度是不确定的。因此生产企业在违规前的决策不仅要考虑已经有的名义规则, 而且要考虑政府过去对违规者实际的惩处情况。根据过去违规者实际被查处的情况来推测自己违规后被查处的概率和被惩罚的力度, 在权衡其违规的利弊得失的基础上来确定其是否违规。因此, 在这种重复的博弈中, 生产企业对政府的态度存在一种学习机制, 政府对违规的生产者者的实际惩处情况具有一种示范效应。

设想有两种类型的监管政府:强监管政府 (qs) 和弱监管政府 (rs) 。强监管政府承诺坚决严厉查处 (yc) 一切的违规行为, 以保护良好的环境;弱监管政府虽然也承诺严厉查处违规行为, 但实际上对大量的违规行为且放任自流不予查处 (nc) 或者只是不痛不痒的做一点样子。尽管生产企业并不知道监管政府的确切类型, 但可以通过监管政府对过去违规事件的查处情况来推测监管政府的类型, 从而确定其是否违规的决策。

假定在t时期, 弱监管政府严厉查处违规时间的概率为p (yx|rs) =p, 不严厉查处违规事件的概率为p (nc|rs) =1-p, 强监管政府严厉查处违规事件的概率为p (yc|qs) =q, 不严厉查处违规事件的概率为p (nc|qs) =1-q。生产企业在t阶段开始时认为监管政府的类型为强监管政府的先验概率为at, 认为监管政府类型为弱监管政府的先验概率为1-at。

在不考虑其他因素的情况下, 监管政府对违规事件严厉查处的概率取决于监管政府的类型及其选择严厉查处的概率。当生产企业违规后被严厉查处的概率为监管政府为强监管政府的概率p (qs) 乘以强监管政府严厉查处的概率p (yc|qs) , 加上该监管政府为弱监管政府的概率p (rs) 乘以弱监管政府严厉查处的概率p (yc|qs) 。虽然生产企业在违规前并不知道监管政府对待违规事件的真实态度, 但是他可以根据他所掌握的信息形成一个先验概率at, 并根据其对监管政府对过去违规事件查处情况的观察来不断的修正其事前所形成的先验概率。

当生产企业观察到监管政府对违规事件的严厉查处时, 该监管政府为强监管政府的后验概率为:该监管政府为强监管政府的概率乘以强监管政府严厉查处违规事件的概率, 除以对该事件严厉查处的概率, 即

undefined

即当生产企业观察到严厉查处违规事件的好行为时, 监管政府为强监管政府的概率将提高。

反之, 当生产企业观察到不严厉查处违规行为的坏行为时, 监管政府为强监管政府的后验概率为该监管政府为强监管政府的概率乘以强监管政府不严厉查处违规事件的概率, 除以对该事件不严厉查处的概率, 即

undefined

即监管政府为强监管政府的概率将下降, 为弱监管政府的概率将上升。违规生产者违规后不被严厉查处的概率将提高, 这必然提高生产企业违规的概率。这可以用以下分析来说明。

假定强监管政府严厉查处的概率q=0.9, 不严厉查处的概率为1-q=0.1;弱监管政府严厉查处的概率为p=0.1, 不严厉查处的概率为1-p=0.9。这些知识为共同的知识。

(1) 第一个违规事件。

由于生产企业不知道监管政府的真实类型, 其违规之后不受到严厉查处的概率并不知道。假设在第一个违规事件发生前, 监管政府的信誉特别的高, 生产企业估计其为强监管政府的概率为0.99, 即a1=0.99。不考虑其他因素, 则其违规后受到严厉查处的概率为其遇到强监管政府概率乘以强监管政府严厉查出的概率, 加上其遇到弱监管政府的概率乘以弱监管政府严厉查处的概率, 即b1=0.99*0.9+0.01*0.1=0.892。

假定生产企业违规的概率为其不受严厉查处的概率乘以参与者平均风险偏好系数β (假定β=0.4) 则在此条件下, 生产企业违规的概率为 (1-0.892) *0.4=0.043。

因此, 一般的生产企业并不会轻易的违规, 而只有极少数甘冒被严厉查处的极大风险的生产企业才会违规。

(2) 第二个违规事件。

如果第一个违规事件发生后并未受到严厉的查处, 尽管生产企业并不知道监管政府对第二个违规事件的确切态度, 但是他却可以根据监管政府对第一个违规事件的处理况来修正自己对该监管政府的认识。即他认为该监管政府为强监管政府的概率由第一次规前的先验概率a1=0.99修正为后验概率:

undefined

即该监管政府为弱监管政府的概率提高为1-0.917=0.083。这时违规后不受查处的概率上升为b2=0.917*0.1+ (1-0.917) *0.9=0.1664。在不考虑其他因素的情况下, 生产企业违规的概率上升为0.1664。

(3) 第三个违规事件。

undefined

其违规后不被严厉查处的概率进一步上升为b3=0.55*0.1+ (1-0.55) *0.9=0.46

违规概率为0.46*β=0.184。并且都呈上升的趋势。即如果违规事件继续得不到严厉的查处, 其示范效应和学习机制的作用将使监管政府的信誉继续下降, 违规概率继续上升, 直至到极限水平。

因此, 在非对称信息条件下监管政府对违规事件的查处结果具有示范效应。生产企业通过对监管政府对过去违规事件的查处结果观察信息来修正其对监管政府信誉的判断, 推测其对未来违规事件的查处方式, 并作出是否违规的决策, 其中存在一种学习机制。这种示范效应和学习机制的共同作用使监管政府的信誉随其对每一违规事件的处理而发生变化, 也使违规概率发生变化。

3政策建议

3.1加大规则的强制力, 降低违规获利的诱惑力

良好的环境的有效维护, 一方面, 必须加大规则的强制力, 即不仅须对违规者给予查处, 而且必须给予严厉的惩罚。只有坚决的查处和严厉的惩罚所形成的强有力的强制力才能阻止违规者在巨大的诱惑力面前的违规企图。另一方面, 应尽可能的降低违规获利的诱惑力。也就是说, 应尽可能的降低违规行为所能获得的收益。这就需要我们加强环境保护制度建设, 防患于未然, 不给违规者可乘之机。

3.2建立完善的政府监管激励约束机制

尽管政府的职责就是查处违规行为, 维护良好的环境, 但是, 职责并不等于现实。现实中许多的违规行为并未被严厉的查处, 甚至受到政府的庇护的现象有时十分的严重。这是由于政府作为监管职能的具体实施者, 在做出是否查处某一违规行为的决策时, 必然会对其相关的利益关系进行权衡。从上面的博弈模型分析可以看出, 政府对违规现象的查处成本与不查处的损失时决定政府是否查处违规行为的关键, 查处概率与查处成本负相关, 与不查处的损失正相关。

当生产企业违规时, 监管政府不查处将会给现行的规则和制度带来破坏。监管政府的任务是查处生产企业的违规行为与维持现行的规则和制度正常运行。当制度和规则被破坏时, 既会造成环境恶化, 也会给监管政府声誉带来不利的影响, 这可以作为监管政府的利益损失。监管政府对违规事件的查处, 可以降低违规事件所带来的不利影响。但是, 查处违规事件也需要支付一定的成本。比如, 可能会得罪有关的利益集团, 遭到违规者利益集团的报复等等。监管政府对其查处和不查处违规事件的收益和损失的评价受到多种因素的制约。因此, 建立一种比较完善的激励约束机制, 鼓励监管政府严格履行其监管职责。

3.3对任何违规行为都严惩不贷

为了维护良好的环境, 不仅需要制定严格的监管法规, 更需要对每一个已发生的违规排污事件给予及时严厉的查处。因为生产企业对政府的态度存在一种学习机制, 政府对违规的生产者的实际惩处情况具有一种示范效应。任何下不为例的行为都将对监管政府的信誉和监管法规的严肃性带来严重的危害, 必须坚决制止。

参考文献

[1]高鸿业.微观经济学[M].北京:中国人民大学出版社, 2004.

[2]张维迎.博弈论与信息经济学[M].上海:上海人民出版社, 1996.

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[4]江六一.经济转型期中央政府与地方政府的博弈分析[J].经济研究, 2006, (6) .

[5]毛颖达, 吕永敬.中国在经济转型期的政府经济政策的博弈分析[J].山东师范大学学报 (人文社会科学版) , 2006, (51) .

杭州用无线信号监测企业排污 第5篇

杭州用无线信号监测企业排污

国家环保总局公布全国十大环境违法案件杭州用无线信号监测企业排污（钟兆盈）本报讯 日前，在浙江省杭州市环保局的一台电脑上，远在8公里外的杭州胜利印染有限公司水、气排污情况即时显现。这是杭州市现场演示利用无线信号来监测排污企业的情景。无线信号测排污利用的是中国移动通讯GPRS传输通讯，能够对偏僻地方的排污情况进行监测。采用计算机作为废水或烟气流速监测数据处理核心器件，外接自行研制的数据采样模块作前端处理，可即时采样保存。据开发这一设备的杭州环保成套公司介绍，一套水、气监测设备约10万元左右，比在线监测的费用少了许多。杭州市环保局在对另外十余家排污企业进行再试点后，逐步在污染物排放较小单位中安装，和在线监测一起实行“两条腿走路”。《中国环境报》2003-8-18

山西孝义污染企业大肆排污谁来管？ 第6篇

记者目睹：污染企业随意排污

3月18日，记者根据群众举报，专程来到孝義市柱濮镇公路沿线。在一家名为星晨煤化公司的焦化厂厂区，记者看到：整个生产设备冒着深黄色的浓烟，肆意地向空中排放着，不时散发着刺鼻的呛味，令人感到一阵恶心、难受。记者细心地数了数，整整100台炉子四周都在冒着浓烟，并伴有一些火焰。不一会儿，便会有三三两两的工人从炉前经过，也都会情不自禁地掩鼻捂口。而在距离星晨焦化厂不远，有一家荣泰耐火材料厂污染也十分严重，高高的烟筒冒着滚滚的烟尘，整个厂区被厚厚的粉尘覆盖。随后，记者来到厂区办公室，一位工作人员以负责人不在、不了解情况为由拒绝了记者的采访。

环保部门：未补办环保手续 应坚决停产

第二天，记者来到了孝义市环保局，管辖此片的兑镇中队一位姓周的工作人员告诉记者，星晨焦化厂是一家年产22万吨的企业，去年底转让给鹏飞公司，转让前比较注意环保管理，转让后的一些情况不太清楚。当记者问及该企业的环保设施情况时，他表示，在省政府清理整顿焦化行业分类处理办法中，该企业属于五类八的企业，即允许补办环保手续，再投入生产。这位工作人员明确在未补办之前，是应该坚决停产的。随后，他给了记者一个手机号，让记者和厂领导联系以详细了解情况。可当问及厂领导姓名、职务时，对方竟称不知道。而对另一家耐火材料厂的情况，这位工作人员并没有作答。

排污企业 第7篇

一、排污权的权利性质及特点分析

排污权是指排放者在环境保护监督管理部门分配的额度内, 在确保该权利的行使不会损害其他公众环境权益的前提下, 依法享有的向环境排放污染物的权利。排污权交易所交易的标的是各生产主体对环境要素环境容量的使用权, 环境容量作为一项环境资源属于国家所有。排污企业是在国家许可的范围内使用一定的环境容量, 是环境资源的使用者, 因此排污企业的排污权是国家享有的环境资源所有权基础上衍生出来的环境资源使用权。实务中可由政府有关机构根据某一地区最大的污染物容纳量, 划分若干个排污单位, 以排污权的形式公开出售, 形成排污权交易的初次分配;企业购买了排污权, 就拥有了排放限额或所购买份额的污染物的权利。企业购买的排污许可证可以在市场上转让, 从而形成了企业间的排污权交易。通过这种外部的交易价格机制将排污权商品化, 将环境资源使用权转化为一种特殊经济资源。这种资源同企业中其他经济资源比较具有以下特点: (1) 具有明显的限制性。它赋予了排污单位一定量排污的权利, 但又有限制数量。这种数量被限制在环境能承担的并且不会造成对环境不可逆损害的范围内, 因此导致排污权的稀缺性。 (2) 无实体性和可交易性。从环境经济学角度, 环境容量和优美景观的生态效益属于无形的环境资源, 其所有权和使用权为无实体财产权利, 具有可交易性, 因此排污权属于无形财产权。

随着当前我国排污权交易制度的大力推广与实施, 越来越多的企业已经加入到分项目或分地区的特定排污权交易计划中, 其中包括较多的上市公司。而对于这种新型交易事项的会计确认与计量研究在我国却甚少, 这必然会影响企业对财务状况、经营成果以及现金流量真实及准确的核算与反映, 无法满足信息使用者对企业环境资源信息的需求, 特别是国家宏观调控对此类信息的需求, 不利于促使企业实现环境管理目标, 因此对排污权进行会计确认与计量的探讨是必要的。

二、排污权的会计确认

(一) 排污权的会计确认形式

会计确认是会计人员根据会计工作自身的特点, 依据一定的标准来确定哪些经济业务在何时以何种方式纳入到会计信息系统的一系列工作。它要求将符合会计要素定义和确认标准的项目正式计入会计记录以及列入财务报表。《国际财务报告解释公告第3号排污权》, 将“限额排放和配额交易”排放权计划所产生的配额确定为一项无形资产。我国《企业会计准则基本准则》对资产定义为, 资产是由过去交易或事项形成并由企业拥有或者控制, 预期会给企业带来经济利益的资源。鉴于排污权的性质及特点, 以及企业在排污交易中可通过转让污染物的数量和浓度取得经济收益, 从而为企业带来经济利益的流入, 故排污权可确认为一项资产。并且排污权的无实体性使其在资产定义的基础上再次符合《企业会计准则第6号无形资产》关于无形资产定义中的可辨认标准, 因此在我国, 企业拥有或控制的排污权同样可界定为无形资产并在会计报表中予以确认。

(二) 排污权的会计确认内容

为了能在财务报表上清晰地反映出企业拥有或控制的排污权, 我们通过排污权获得或拥有的方式对排污权进行会计确认。排污权初始分配方法最早是由美国国会于1990年在关于《清洁大气法修改方案》的辩论中提出, 分别为公开拍卖、固定价格出售和免费分配, 如今成为排污权交易的一般做法。政府可选择这三种方式分配排污权利, 并通过排污权交易市场使这种权利能合法地买卖。

若企业排污权是通过公开竞价拍卖或定价出售的方式获得, 则根据《企业会计准则第6号无形资产》将获得排污许可证所支出的成本进行资本化后在资产负债表中确认为无形资产即可。若属于政府无偿分配的排污权, 《国际会计准则第38号无形资产》规定:“当配额以低于公允价值的金额发放时, 支付的金额与公允价值之间的差额属于政府补助。无论配额是持有还是出售, 该补助应初始确认为资产负债表中的递延收益, 并在发放配额的实施期间按照系统的方式后续确认为收益”。在我国则应结合《企业会计准则第16号政府补助》, 当存在活跃的排污权交易市场和完善的交易价格机制时, 将企业获得的排污权视同与资产相关的政府补助, 一方面确认为无形资产, 另一方面则确认为一项负债 (递延收益) , 从排污权开始使用时起, 在排污权使用周期内进行摊销, 分次计入以后各期损益。参与排污权计划的企业可以自由买卖配额, 并且在预期实际排放量小于配额的情况下, 可以出售部分配额, 此时尚未摊销的排污权配额将一次性确认为资产处置的当期损益。但是, 在目前尚缺乏这些机制的情况下, 建议按照名义金额同时确认无形资产和当期损益。

就排污权的摊销、出售转让和减值的会计确认参照《企业会计准则第6号无形资产》和《企业会计准则第8号资产减值》执行即可。

三、排污权的会计计量

(一) 计量基础的探讨

排污权及价值的计量, 主要的问题在于是以历史成本、现行成本还是以现行市价作为计量基础最为合适。历史成本在取得时按照支付的金额计量许可权。现行成本按照在当前会计期间取得同样或等值的资产应支付的现金金额计量许可权。现行市价或可实现净值表示在正常的经营过程中的变现价格。根据可实现 (脱手) 净值计量的结果可能和根据现行成本 (入账价格) 计量的结果一样。

历史成本不反映市场价值。最初, 大多数排污权被环境保护机关无偿“授予”, 在传统财务会计中没有进行任何确认。由于历史成本没有反映市场价值或排污许可权对公司价值的贡献, 因此, 即便污染已经减少或可从交易排污许可权中获利, 因为没有在财务报表中确认任何污染额度或成本节约, 管理当局也就没有积极性以较低的成本实现污染预防或通过出售没有用完的许可权获利。但自从排污权形成了一个可以交易的市场, 很多企业在实务运作中发现可以依据预防污染的边际成本低于或高于排放额度的情况, 出售自己的排放额度或购买额外的排放许可权。面临高预防污染成本的企业愿意以高价购买排放额度, 而预防污染边际成本低的公司期望通过改进环境记录把排污水平控制在法定标准之内, 然后把不用的排污权出售从而获取较高的经济利益。排污权交易市场及价格机制的形成为其价值的确定和会计计量创造了条件。

从经济和环境的角度来看, 应重视现行市场价值, 而不是历史成本。现行成本法不被传统财务会计所承认。现行成本等于获得排污许可权的市场入账价值。而现行市场价值则反映持有资产的机会成本利用包含在下一个最优方案中的排污权获得的资本利得。显然, 这些机会成本与管理当局的决策相关。只有运用现行市场价值, 才能使污染预防的边际成本与持有排污权的当前边际 (机会) 成本进行比较。如果排污权是从市场购买的, 购买成本将于排污权出售时被费用化, 同时应对排污权市场价值在报表日的变动进行调整。

(二) 西方国家采用的计量属性

美国的经验显示, 在授予排污额度之前排污许可权通常已经进行交易。即使不存在国家或国际的排放额度市场, 建立在双边基础上的交易也正在进行之中。在其国内, 温室气体排放额度的交易正沿着此状况进行。因此可以推断, 在排污额度被核算之前市场价格已经存在。并且美国财务会计准则 (FAS) 规定如果市场首次建立并在第一笔交易时确定价格, 那么任何开盘交易与第一个报表日之间的差异将计入损益表, 同样, 以后的市场价格变动也将在账户中得到反映。因此, 排污权完全有条件运用现行市场价值予以计量。

运用现行市场价值法的另一个理由是, 随着时间的推移, 环境保护机关通常低估排放权 (排放权持有人可以排放的污染物的特许数量随着时间的推移而下降) 。这种价值的减少在传统历史成本法中是不予以考虑的。而根据《国际财务报告解释公告第3号排放权》, 无论是政府发放的还是购买的配额都是无形资产, 应根据《国际会计准则第38号无形资产》进行会计处理, 以低于公允价值的金额发放的配额应按其公允价值进行初始计量。

(三) 我国建议采用的计量属性

在当前我国会计准则体系下, 购买的排污权按购买价及相关的成本予以计量。而对于政府“无偿”授予的排污权, 鉴于目前我国并不存在完善的排污权交易机制, 公允价值很难可靠获得, 根据《企业会计准则第16号政府补助》, 暂时按照名义金额1元计量。今后如果存在活跃的排污权交易市场, 则同样根据《企业会计准则第16号政府补助》, 按照具有同样排放额度的排污权的公允价值予以计量, 当然公允价值应参考活跃市场确定。同时期末应对排污权的价值进行重估, 若公允价值上涨则确认为所有者权益, 而当排污权市值低于成本时, 资产应予减值, 同时先冲销原确认的权益, 超过原确认的权益部分列示在利润表中, 确认为损失。减值的计量则根据《企业会计准则第8号资产减值》的规定处理。

(四) 排污权摊销的计量

排污许可证是企业在一定时期内拥有或控制的环境容量使用权, 而许可使用的环境容量排放额度会随着时间的推移而减少, 因此需要采用一定的方式摊销排污权的价值。而通常污染物排放种类和标准大多与企业的产品生产、工程建造等具有直接动因关系, 并且根据《企业会计准则第6号无形资产》的规定:“无形资产的摊销方法应当反映与该项无形资产有关的经济利益的预期实现方式”, 故排污权的摊销方法可采用: (1) 产量法。适用于排污量与产品产量、工程进度等存在或基本存在正比例关系的情况, 如多数液体、固体废弃物的排污许可证。 (2) 直线法。适用于排污量与产品产量、工程进度等不存在明确比例关系的情况, 如一些废气、噪音的排污许可证等。 (3) 专业测量法。指应用环境监测评估技术定期对排污量进行测量, 以实测排放量与规定排放量的比例计算各期摊销额的专业技术方法, 其摊销基数可采用排污额度的数量, 计算的公式如下:

本期的摊销额=排放权取得成本 (本期已使用的排污特许量/排污特许量的总数)

累计的摊销额=排放权取得成本 (累计已使用的排污特许量/排污特许量的总数)

此种方法具有科学准确、适用范围广、技术要求高等特点, 通常适用于对环境有严重影响的污染物排污许可证。

四、加强排污权会计确认和计量工作的措施

通过前面的分析, 我们认为:鉴于排污权的权利性质和特点, 将企业拥有或控制的排污权在会计报表中确认为无形资产是毋庸置疑的。但由于我国当前排污交易权及其相应交易机制只是分地区、分行业进行试点推广, 相关的环境保护专业技术方法和政策及法律、法规都尚在制定中, 这种状况不仅影响了企业管理层利用排污交易权谋求经济效益和社会效益的积极性, 而且严重影响着排污交易权的会计确认与计量。免费分配的排污交易权的价值无活跃市场可供参考, 易导致公司利用许可证交易产生的非营业收益进行盈余管理。另外, 由于排污权交易涉及到环境标准、环境保护等专业技术问题, 目前尚无统一标准, 使各企业之间对于排污权的资产减值及摊销的确认与计量大相径庭, 从而影响会计信息的可比性和一致性。因此当前应加强排污权会计确认和计量工作。具体举措为: (1) 借鉴西方发达国家的成熟经验, 尽快建立全国性的统一的排污权交易市场, 为公允价值的确定提供可参考的活跃市场。 (2) 积极在我国目前进行排污权交易的地区和行业总结排污权交易会计的经验, 加强有关环境会计相关的法律法规建设, 制定统一的排放额度测算与确认标准, 以减少企业自由处理排污权的选择余地, 从而提高会计信息的质量。

参考文献

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[4].李琳, 孙铮.试论排污许可证在环境会计中的披露[J].财会通讯, 2004 (1)

排污企业 第8篇

随着机制设计理论的兴起,环境政策制定者已经由传统的制定排放标准的命令控制方法开始向激励控制方法转变,解决环境问题的研究也开始转向用机制设计理论的范式中来,也就是信息不完全和激励不足造成逆向选择和道德风险问题。Laffont和Tirole[1]在《政府采购和规制中的激励理论》中谈到该书发展的模型和方法的其他应用时,认为激励性规制理论可以而且应该应用到“控制污染”。一方面,排污企业企图免费使用环境自身的废物处理功能,不考虑自身行为对环境造成的影响以及如何有效利用环境资源,然而公共环境毕竟是有限的,无休止地破坏下去,结果便会如同“公共地的悲剧”,使用激励性的治污政策可以有效改善这种局面。另一方面,在不完全信息条件下,环境管理部门不能有效地监控到每个排污企业的排污量和污染治理的努力水平,只能观测到环境的总体污染水平,此时,排污企业可能去“偷懒”以节省治理成本,从而增加企业的利润,因此,排污企业会隐瞒自己的排污行为和污染治理情况,这属于环境治理中的道德风险问题。如果没有有效的激励机制来解决这一问题,最终结果是,企业会多排污少治理,导致环境恶化。委托代理理论为解决环境方面信息不对称问题和怎样设计合理的激励机制问题提供了有效的工具。用这种思想的指导来解决环境问题的理论研究取得了很好的发展。Dasgupta和Maskin(1980)[2]认为用机制设计理论能够使得在不完全信息条件下的污染控制能够达到帕累托最优水平。Xepapadeas(1991)[3]将委托代理理论运用到环境问题中来提出了可以在不完全信息下实施的合约,这个合约结合了罚金和补贴机制,在对代理人污染排放检测不完全的情况下,能够使得代理人履行最优的环境政策。Portney和Stavins(2004)[4]总结基于市场的环境政策,认为近年污染治理的改善主要是对经济激励手段政策工具的应用的结果。马严等(2000)[5]认为在环境监管部门和排污企业之间存在代理关系,委托-代理机制能够带来企业治污的低成本高效率。陈德湖等(2004)[6]在不完全信息条件下,分析了环境治理中的道德风险以及相应的激励机制,给出了委托人风险中性和风险厌恶下的最优契约,证明了若企业风险厌恶,有效的预算平衡契约式存在的且能够有效激励企业遵守环境法规。周权雄(2009)[7]在一个双重任务的共同代理框架下研究了企业污染治理的激励机制,理论模型表明在减排与短期行为之间努力成本不相关时,减排行为不确定性越大,来自各级政府的共同代理问题越严重,环境产出带给政府的边际收益越小,企业的减排激励就越低。

传统的委托代理模型仅仅考虑单个委托人或者代理人仅从事一种活动的情况,与现实情况并不相符,而且难以分析产权、工资报酬设计等经济组织问题。Holmstrom和Milgrom在线性委托模型基础上(1987)[8]提出了多任务委托模型(1991)[9]。该模型证明了在代理人从事多项任务时,简单的委托代理模型得出的结论是有限的。有鉴于此,本文构建了排污企业的多任务委托代理模型,分析了在多重任务下对排污企业的激励问题,期望得到在此条件下的最优激励合同,为排污企业的激励机制提供理论依据。

一、模型假定

假设一:排污企业作为代理人,需要完成政府即委托人的两方面的工作任务:经济利益任务和污染治理任务。经济利益任务多为盈利性目标,污染治理任务多为社会性目标。两项任务是一次性的,因此是静态模型。企业的努力程度由向量a=(a1,a2)表示,a1表示在经济效益的这任务的努力,a2表示在污染治理上的努力。ai>0(i=1,2)。

假设二:由于企业的努力而获取的期望收益为B(a1,a2) ,B(a1,a2) 是凹函数并且有一阶连续的偏导数。企业的努力成本函数为C(a1,a2),C(a1,a2)是凸函数并且有一阶连续偏导数,二阶可微。并且治理污染和经济效益的成本函数是相互依存的,即Cij≠0(其中Cij=∂2C/∂ai∂aj)。

假设三:企业的努力水平的选择决定如下可观测信息xi=ai+εi(i=1,2),即不同的努力变量产生不同的信息。其中x1反映a1,x2反映a2。εi表示外部随机因素干扰的影响,εi～N(0,σundefined),协方差矩阵为∑(σij),i=1,2,也就是说,被观测的信息不仅取决于企业自身的努力程度ai,还受到了外部随机因素εi的影响。影响企业工作业绩信息向量的随机向量独立分布,即σij=0(i≠j)。

在企业的两项工作任务中,治理污染的努力程度是国家不可直接观测到的,即委托人即国家只能通过x2=a2+ε2进行间接测度,而完成经济效益的努力程度是国家可以直接观测到的,即σ1=0。

假设四:企业激励报酬契约采用线性报酬S(x1,x2)=α+βTx,其中α为企业的固定收入,βTx为企业的激励报酬,β=(β1,β2),β1,β2分别为经济效益和污染治理任务的激励强度系数,β=0表示排污企业获得固定工资,不承担任何风险,β=1表示排污企业承担全部风险和收益。

假设五:委托人政府是风险中性的,代理人排污企业是风险规避的,具有统一的不变绝对风险规避的效用函数,即μ=-e-ρω,其中ρ为绝对风险规避度量,ω为货币收入。

二、模型求解

政府作为委托人,在追求自身期望利益B(a1,a2)-S(x1,x2)最大化时,会受到企业的个人理性约束(individual rationality)和激励相容约束(incentive compatibility)两种约束。

企业个人理性约束为:undefined为保留效用。

激励相容约束为:(a1,a2)∈arg max{S(x1,x2)-C(a1,a2),ai>0(i=1,2)}。

这样政府和企业的委托代理关系可以表述为如下二层规划模型:

undefined

其中undefined是风险成本,参考了委托代理模型的一般做法,即风险成本等于代理人的报酬方差乘以风险规避系数的一半。

取以上规划的效用函数值,得到:

undefined

由于固定工资α只影响总收入在国家和企业之间的分配,不影响βT和(a1,a2),给定βT和(a1,a2),α由企业的保留效用undefined决定。因此委托人的问题是选择βT=(β1,β2)来最大化确定性等价收入TCE(total certainty equivalence),即代理人的确定性等价收入与委托人国家的期望利润之和:

undefined

同时满足企业的个人理性化约束(IR):

undefined

与激励相容约束(IC)

undefined

因此最终:

undefined

式(2)可以简化为一阶条件:

式(3)中隐含了努力函数ai=ai(βT),对(3)求导,得到:∂β/∂a=[Cij],∂a/∂β=[Cij]-1。其中:

undefined

于是转化为:

undefined

由此可解得确定性等价收入的一阶条件:

β=(I+ρ[Cij]∑)-1B′

其中I为单位矩阵, B′=(B1,B2)T为一阶偏导数向量,即是Bi=∂B/∂ai是第i种任务的边际收益。

由假设三知道,企业污染治理的努力水平不可直接测度的,但是可以通过x2=a2+ε2进行间接测度,完成经济效益的努力程度是可以由委托人直接观测的。

因此,σundefined=0,将其带入确定性等价收入的一阶条件,β=(I+ρ[Cij]∑)-1B′得到:

undefined

由此可以得到下三个命题。

命题一:排污企业的经济利益任务是“门槛性激励合同”[10]。只有当排污企业所进行的经济效益任务的边际利益满足一定条件时,对企业的激励才是正向的。

从undefined可以看出只有当企业所进行的经济效益任务的边际利益满足undefined时,对企业的激励才是正向的,否则将是负向的。即在激励门槛条件没有达到时,对企业经济利益任务的激励将是负向的。也就是说,如果企业的经济效益任务的边际利益没有达到一定的b值,并且这个值是与污染治理带来的边际收益有关,企业将没有动力耗费太多的精力在企业的经济利润创造上。但是一旦达到了激励门槛条件,排污企业在经济利益任务上的得到的激励将由B1与undefined差值来决定。这无疑会诱使排污企业花费更多的精力与时间放在经济利益的提高,不利于污染治理的开展。这是与观察事实相一致的。一些小的排污企业,经济利润并不是很高,但是通过污染治理可以获得国家的政策以及经济上的倾斜,它会首先选择大力的治理污染,而会适当地忽略一些经济上的收益。但是随着企业规模的扩大,所创造的经济利益也随之提高,当达到一定的值后,由于此时污染治理所带来的收益相较于前者微不足道,企业也就不会耗费更多的精力在污染治理上。

命题二:污染治理的激励强度系数是绝对风险规避度ρ与可观测变量方差σundefined的递减函数。

β2是绝对风险规避度ρ的递减函数说明排污企业若是风险厌恶的,则在激励方案上制定上应当减少对其污染治理业绩的激励。规模不同的排污企业的激励方案是不同的。大规模的排污企业即使污染的治理并不彻底,受到的处罚也就是停业整改,但是小规模的排污企业就有受到吊销营业执照的危险。小规模的排污企业面临更高的风险偏好。因此,对于小规模的企业应该相对减少对其污染治理的激励,对于规模较大的企业则要强化其奖励。此外,若排污企业为风险中性的,即ρ=0,此时β1=β2=1,说明排污企业具有内在激励合理配置自己的在两个任务维度上的努力程度和充分发挥在两个目标上的代理能力水平,政府不需要监督排污企业。

β2是可观测变量方差σundefined的递减函数说明如果污染治理的可观测变量高(低),则应相应的降低(提高)对其的奖励。根据假设,σundefined反映的是随机因素对污染治理的影响。事实上,如果可观测方差低,意味着排污企业在污染治理上的努力与其所创造的业绩的相关程度高,污染治理的业绩与其努力的程度是息息相关的。此时强化对污染治理的业绩激励,才能达到激励排污企业污染治理的效果。相反,可观测方差高,表明污染治理的业绩与其在这方面的努力程度之间的相关程度并不高,污染治理的业绩的提高可能是其他随机因素造成的。此时即使强化对其业绩的激励,也并不能起到激励企业污染治理的效果。污染治理的不确定性直接影响了对企业的污染治理激励。

命题三:两任务的激励强度系数关系与两任务的激励成本函数的相互依存性相关。

由β1=B1-ρC12σundefinedβ2可以得到:C12≻0时,即污染治理和经济效益的努力成本函数相互替代时(污染治理的边际成本随着经济利益任务的边际成本增加而增加),对经济利益任务激励程度的提高,会降低企业污染治理的积极性,因为较高的β1会诱使排污企业过多的专注于经济效益的提高而忽视污染的治理。这种情况现实中较为普遍。污染治理具有收益外部性,排污企业获得的私人收益远远小于社会收益,对于追逐经济利润的排污企业来说,它们面临着一个平衡权衡。一般而言,排污企业花费大量的财力物力来解决污染问题的话会导致经济效益的降低,仅仅单方面地重视经济利润的提高而忽视污染的治理都会对企业自身(企业形象等)或者社会造成损失。多数情况下,排污企业专注于经济效益而忽视污染治理,造成经济利润虽高却是污染大户 。这种情况下,国家对排污企业的经济效益的激励应当弱化。

C12≺0,即治理污染和经济效益的努力成本函数互补时(污染治理的边际成本随着经济利益任务的边际成本增加而减少),对经济利益的激励与对污染治理的激励正相关。即对经济利益任务激励程度的提高,会促使排污企业加强污染的治理。这种情况适合于“污染回收处理”的排污企业。以造纸业为例:造纸企业会产生大量造纸污泥,造纸污泥同时可以变废为宝,加工成为有机复合肥,企业在对污泥进行回收,污染得到极大的治理,同时提高了企业的利润。政府在强化对企业经济利益任务的激励时,也会间接地促进企业对污染的治理。

三、结论

本文通过构建多任务委托代理模型,研究了对排污企业在具有经济利益与污染治理两个任务维度下的激励问题,得到三个重要命题:(1)企业经济利益任务是“门槛性激励合同”。只有当企业所进行的经济效益任务的边际利益满足一定条件时,对企业的激励才是正向的;(2)污染治理的激励强度系数是绝对风险规避度与可观测变量方差的递减函数;(3)两任务的激励强度系数关系与两任务的激励成本函数的相互依存性相关。在排污企业不同发展阶段,政府对其的激励合同应该是有所区别的。在排污企业发展的起步时期,应该相对强化对其经济任务的激励强度;企业发展到一定阶段后(迈过门槛值)则应强化对其污染治理的激励强度。同时,两任务的激励成本函数相互依存性的不同,其激励合同也是有区别的。两任务的激励成本函数相互替代,则应弱化对其经济效益的激励;两任务的激励成本函数互补时,强化对经济利益的奖励可以促进污染治理。因此在制定对排污企业的激励政策时,应当针对其实际情况,全面考察其经营范围,区分不同企业的激励措施,才能达到政府与企业、经济效益与污染治理的“双赢”局面。

摘要：如何应对经济高速增长所带来的环境压力一直是社会的焦点问题。本文假设排污企业有两个基本的任务维度:经济效益与污染治理。通过构建多任务委托代理模型研究排污企业的最优激励合同,探讨了对排污企业经济利益任务与污染治理任务的激励优化问题。本文发现在排污企业发展的起步时期,应该相对强化对其经济任务的激励强度;企业发展到一定阶段后则应强化对其污染治理的激励强度;同时,两任务的激励成本函数相互依存性的不同,其激励合同也是有区别的。

排污权交易下对企业激励机制的分析 第9篇

关键词：排污权交易,激励,寻租

总量控制型的排污权交易, 是预先为一定区域内的污染源设定总的年度排放上限及一定时间的削减计划时间表 (减排时间表可视为政府对企业要求的一种承诺, 使企业产生合理的预期) 。它通常是命令性的, 要求首先掌握一定地理区域内及被要求参加计划的企业的完整准确的排放清单, 以便确定排放削减水平, 然后据此确定区域允许的排放水平上限。总量上限逐年递减, 直至达到空气质量标准的要求。年度排放的总量上限以许可或配额的形式分配给污染源。分配的方法可以不同, 但一般是按历史排放量来分配的, 以往排放量最大的企业获得的许可最多。该类体系要求, 参加的企业在达标期末所拥有的许可数量至少应等于该期的排放量。排污权交易20世纪70年代开始在美国实施, 并且取得了巨大的成功, 目前, 在中国也开展了排污权交易的试点工作。排污企业作为排污权交易的一个重要主体, 如何激励其参与排污权交易, 使其在追求自身利益的同时又达到对其排污进行治理的目的, 这是一个值得探讨的问题。

1 我国排污权交易下企业行为产生的背景与根源

1.1 背景

中国环境保护颁布了三项政策和“环境影响评价”、“三同时”、“排污收费”、“环境保护目标责任”、“城市环境综合整治定量考核”、“排污申报登记与许可证”、“限期治理”、“集中控制”等八项制度, 而且最近几年, 可持续发展战略、绿色GDP、循环经济、科学发展观等好的观念也相继从决策部门涌现, 表现了政府对于环境保护的认同, 但令人尴尬的事实是, 中国的经济增长走的还是一条“先污染, 后治理”的老路, 环境恶化的事实也越来越明显, 污染状况并没能得到根本性的扭转。但是随着人们生活水平的提高, 人们对环境质量的要求也在相应地提高。与此同时, 美国从20世纪70年代开始的SO2许可交易却取得了巨大的成功, 获得了良好的环境效应与社会经济效应。如何引导排污企业合理地排污, 如何降低一个地区的环境污染状况, 是值得我们借鉴和探讨的问题。

1.2 根源

排污企业是排污权交易的主体。排污权交易的顺利进行需要企业的积极参与, 而企业是以赢利为目的的经济组织, 排污权交易体系恰好迎合了企业的这一目的。排污权交易体系下良好的激励使得排污企业在治理污染的过程中可以追逐自身的利益。这样既达到“谁污染谁治理”的目的, 又使得排污企业从治理污染中获利, 同时从长期看来, 那些边际治污成本高的企业能够逐步被淘汰出局, 从而形成环境的良性循环和社会的良性发展。

2 不同激励机制下对企业行为的分析

2.1 产权激励

实施排污权交易的前提和重点是排污权的初始分配问题。根据科斯定理, 假设交易费用为零, 最有效率的资源配置方式与其产权的初始配置状态无关, 同时, 科斯定理还指出, 除非交易成本为零, 否则产权的初始分配就是重要的。产权的明确界定可以使资源配置达到最优, 因此, 排污权交易机制建立的首要条件是对产权的明确界定。排污权交易机制需要国家对排污企业的私有产权通过法律进行授权, 并建立产权流通的机制。对产权的清晰界定能够对排污企业产生巨大的激励作用, 从而促使企业在追逐自身利益的同时达到资源优化配置和治理污染的目的。

2.1.1 排污企业会考虑以最有效的方式使用资源

总量控制型排污权交易体系赋予排污企业更多关于如何减排的决策的灵活性, 因为它并不要求针对企业制定强制性的技术标准, 不论排污企业使用何种环保设备或使用怎样的手段, 只要排污企业最后的排放量不超过排污许可即可, 因此, 它给予了企业最大的自由来进行污染的治理。两个企业之间交易发生的条件是企业间边际治理成本的差异。这里的“治理成本”并不是污染物的实际治理成本, 而是指一项选择所面临的机会成本, 只要企业间减排决策存在机会成本的差异, 就存在减排的比较优势, 交易就会发生。政府通过对排污总量进行调节来逐步减少一个地区的受污染程度。

如图1所示, 横坐标是污染排放削减量Q, 纵轴是边际成本MC或价格P。MAC1、MAC2、MAC3分别为甲、乙、丙三家排放某种污染物的企业的边际治理成本, 都是向右上方倾斜的曲线。平均可变成本曲线以上的那一部分边际成本曲线就代表了竞争性厂商的供给曲线, 因此, 这三条曲线同时也表示3个企业的供给曲线。

假定政府出售给甲、乙、丙三家企业的排污许可证所允许它们排放的污染物是Q2。当排污权交易市场的价格为P0时, 由于甲企业将污染物削减数量由Q1增加到Q2时的边际治理成本高于价格P0, 因而甲企业愿意购买Q1Q2数量的排污权。这样甲企业较之自己采取治理污染措施将污染削减量由Q1增加到Q2可以获得三角形ABD面积所表示的净收益。由于丙企业的边际治理成本较三个企业最小, Q2Q3数量的污染削减量的边际治理成本低于污染权的市场价格P0, 而政府只要求污染削减量减少到Q2, 因此, 丙企业可以将Q2Q3数量的污染权出售给其他企业。丙企业的污染权出售可以获得三角形BCE面积所表示的净收益。在以上三家企业中, 丙企业出售的污染权正好可以被甲企业所购买, 即甲企业与丙企业存在交易的可能, 排污权交易得以进行。

在这一过程中, 排污企业选择的自由度非常大, 企业既可以实施排放控制、使用分配所得的许可或在交易市场上购买许可, 也可以将剩余没有使用的许可存入银行备将来之用、出售或退出使用。另外, 许可的购买也非常自由, 任何人都可以通过经纪人、环境组织或年度拍卖会购买许可。由此可见, 排污权交易体系的产权激励制度可以使排污企业在排污权交易市场上赢利, 排污企业在追逐自身利益的同时也达到了资源配置的优化, 污染也能得到有效的控制。

2.1.2 产权为建立市场信誉机制提供激励

排污企业获得排污权后就会对自己的行为负责任, 良好的信誉能够使排污企业在排污权交易市场因为交易而获利, 也会因为良好的信誉使排污企业生产的产品获得更多消费者的青睐。获得排污权的企业也会通过按规定排放、提供准确的排放数据等行为树立自己的信誉, 从而减少监督机构因不信任而增加检查和监测的次数, 或避免因超排而被取消自己对容量资源的所有权。良好的信誉使得企业为自身长远的利益作规划;获得排污权的企业还会有积极性协助管理机构监督其他企业按规定排放, 因为其他企业如果随意实施超排, 就必然导致企业自身所拥有的资源贬值。

产权自身能够为排污企业提供良好的激励, 在这一过程中, 政府与企业之间的利益并不冲突, 通过排污权交易带来的良好的环境效益和社会经济效益能够增加民众对政府的依赖, 增强一国政府的国际声誉。同时, 通过法律界定产权以及维护产权也是政府的一项基本职能。具体说来, 在排污权交易下, 政府并不对排污交易市场作过多的干预, 政府的职能主要有三个方面, 首先, 通过法律来界定产权, 产权规范的法制化能够遏制国家机构对产权干扰, 同时也是有效产权制度的基本标志之一;其次, 政府通过调节总的排污许可来逐步减少一个地区污染量和受污染程度, 从而使环境质量逐步得到改善;最后, 政府也需要通过制定法律的强制力来维护产权, 因此, 必须建立有效的排放监测体系和产权的转移登记体系等。在政府行为适当且不超越边界的情况下, 产权激励排污企业就能够被纳入一个正常运转的体系, 并使资源配置达到最优。

2.2 寻租激励

在排污权交易制度下, 政府扮演的是一个监管者的角色, 并不参与市场交易, 排污企业是交易的主体, 两者之间是监管与被监管的关系。在市场交易中, 作为环境管理权的委托方, 政府也有自己的利益, 也会对自己的成本与收益进行权衡。在排污权的初始分配阶段, 首先, 政府要制定清晰的政策体系, 包括确定区域排放总量和分配方法, 明晰交易规则和严格的监督管理, 这主要通过对排放的监测和许可证的审核两个环节来实现;其次, 政府要提供排污权交易的相应的政策保障, 包括相应的立法保障, 环境质量标准的制定, 较少的强制性政策和稳定的政策环境。因此, 在这一阶段, 政府需要在立法、标准等一系列的问题上做出明确的规定, 起着主导作用, 政府在制定法律、政策并执行的过程中的成本非常高。在排污权交易市场建立起来的这一阶段, 排污许可可以自由贸易和流通, 这时的政策主体是排污减排企业, 此时政府对自由的市场的干预较少, 主要是保证交易市场各主体的充分竞争, 保证充分的交易自由以及为市场主体提供充分的信息。可见, 排污权交易市场一旦建立并且排污权市场得以正常运行时, 政府的主要职责是对市场的监督管理, 维护市场的有序进行。

排污企业是以赢利为目的的经济组织, 如果企业的边际治理成本过高, 企业在综合权衡之下可能就会向其他企业购买排污权。但是如果在法律并不严明或者法律执行力不足的情况下, 企业也有可能同政府有关部门官员串谋, 通过寻租的方式来牟取自身的利益, 最明显的是在排污许可的初始分配和排污监管过程中。排污权交易的初始环节需要政府对排污许可进行分配, 在这一环节首先要保证政府分配的公平性, 如果政府的分配信息不公开, 可能存在暗箱操作, 排污企业就可以采取行贿的手段获得更多的排污许可。同样, 在排污权交易制度的执行过程中, 排污企业离不开政府的监管, 政府监督包括排污企业污染浓度是否超标、排污量是否超过排污许可、企业之间的排污权交易程序是否符合规定等。在法律缺乏执行力以及缺乏第三方监督的情况下, 很容易导致政府监督不力以及企业的行贿行为, 从而使排污权交易制度的实施效果大打折扣。也就是说, 职权利钱可能会导致政府有关部门操纵初始分配权或监督管理权来牟取部门利益, 甚至于钱权交易, 这样政府有关部门与排污企业同时获利, 导致的结果是排污权交易市场无法最终建立, 资源无法得到最优配置, 污染也得不到有效地遏制。

如图2所示, 横坐标代表排污交易制度的完善程度, 纵坐标代表排污企业的边际成本 (包括购买治污设备的边际成本等) 或边际收益 (包括政府的奖励、在排污权交易市场上的获利等) 。在排污权交易实施的起步阶段, 由于企业需要购买排污权、购买治污设备等, 企业的边际成本是递增的, 另外, 企业投入大量财力与物力, 但排污权交易的经济效应与环境效应并不明显, 企业的边际收益是递减的。此时排污企业进行排污权交易的“利润”是负的。在这一阶段, 容易滋生寻租行为。如果排污企业进行寻租, 环境保护当局是清正廉明、秉公办事也没问题。如果相反, 同时企业的治污成本大于寻租成本且寻租行为可行, 那么污染者向环境保护当局的寻租活动就会成功, 此时企业就会选择向环保部门官员行贿而不是通过安装环保器材或是向政府购买排污许可来达到污染治理的目的, 污染者就可以以较小的寻租成本获得较大的收益而把污染者造成的外部成本转嫁给受污染者。此时, 排污企业的边际成本减少, 边际成本曲线MC1下移至MC2, 排污权交易市场的完善程度由M2移至M1, 较寻租行为发生之前有所减弱。

3 结 论

企业是一个以赢利为目的的经济组织, 让企业主动承担治理污染的社会责任的希望微乎其微, 但一些排污企业对环境造成的污染却又是不容忽视的。排污权交易制度在美国取得的成功表明, 给企业提供适当的激励, 在这种激励下, 企业在追逐自身的经济利益的同时环境也能得到明显改善。

企业的本质是赢利, 排污权交易制度正是以此为出发点, 给企业提供适当的激励。产权无疑是最有效的激励方式。产权体系天然强调法律的重要性, 产权是法律制度赋予的, 也应该通过法律制度予以实施, 正是法律制度使经济得以在一定范围内运行。排污权交易首先应该在法律中对排污权加以明确的界定。美国排污权交易的巨大成功得益于产权明晰给排污企业带来的激励作用。中国虽然也开展了排污权交易的试点工作, 但是经济与环境效益并不明显, 排污权交易市场也没有最终确立起来, 主要原因在于中国缺乏一部完备的排污权交易方面的法律, 没有明确的产权界定, 缺乏产权的排污权交易对排污企业的有效激励不足, 从而造成排污权卖方不足甚至由政府出面配对的局面。因此, 制定一部完备的排污权交易法律是排污权交易顺利进行的基础和关键。

相比以往的排污收费或收税制度, 排污企业成为排污交易市场中的主体, 企业也获得了更大的自主权。政府较少参与排污权交易市场, 而是起着监督管理的作用。由于污染属于容量资源, 容量资源的产权界定实质涉及的是社会范围的权利调整, 这项权利调整需要政府出面对容量资源的合法使用进行制度安排, 因此排污权的初始分配是由政府来主持的, 在信息不对称的条件下, 很难阻止政府与企业之间的串谋, 很难阻止寻租行为的发生。在没有第三方有效监督的情况下, 对初始排污权的分配很有可能成为政府牟取利益, 排污企业大肆排污的工具。另外, 政府作为监管者, 企业也可以通过寻租的方式以较少的寻租成本来达到更大的利益诉求, 如排污企业通过贿赂相关行政人员, 使其放宽对企业的监督管理。寻租是个高成本的现象, 严重地危害到我们的社会, 衡量其成本是困难的, 甚至对其进行染指都是困难的。为了避免在信息不对称的条件下这种寻租行为的发生, 应加强舆论监督, 建立一套完善的信息公开机制, 让政府与排污企业的所作所为尽量透明化, 尽量减少由于信息不对称带来的负面效应。

参考文献

[1]马中, 吴健.排污权交易——环境容量管理制度创新[M].北京:中国人民大学出版社, 2005:38-39.

[2]厉以宁.环境经济学[M].北京:中国计划出版社, 1995:46-78.

[3]蔡守秋.论排污权交易的法律问题[J].河南大学学报 (社会科学版) , 2003, 43 (5) :98-102.

排污企业 第10篇

关键词：对虾养殖,高位池,排污口装置,排污

高位池对虾养殖是一种集约式养殖模式[1],养殖过程中的水质管理是养殖成败的关键[2,3]。养殖中投入的饵料只有部分被对虾吸收利用,其余均以可溶性或非可溶性状态留在养殖水体中[4],残饵、排泄物成为对虾养殖过程中的重要内源污染,如果不及时排出,将引发养殖水体中的总氨氮(TAN)、亚硝酸盐氮(NO2-)等有害物指标升高,引起水质恶化[5,6]。目前,虽有利用絮团降解有害物质的生物絮团养殖模式[7,8]和采用池外降解系统的循环水等养殖模式[9,10],无需排出废水,但这些模式需跑道式的养殖池结构[11],或因受成本因素等制约[12]而无法在高位池中应用。因此,高位池养殖管理的重要措施之一,就是及时去除或控制这些有害物质。研制可将沉积于池底的颗粒性聚积物排出、耗水量又少的排污装置,成为解决这一问题的关键。

目前的排污装置大多是在圆池底部设计锥形沉降器和排污管,通过水流旋转收集排出沉积物[13,14],而高位池排污方面的研究成果几乎是空白,文献资料极少。本研究设计的高效排污装置,以消耗水量少为前提,吸排池底的颗粒性聚积物。根据应用调查和排水性能初筛,从设计方案中优选出侧排式排污口装置SC-1、SC-2和顶排式排污口装置SD-1,将这3种装置在养殖生产中试验使用,测定排出的总氮,以氮为标记,比较3种排污口装置的物理性排污性能。

1 材料与方法

1.1 池塘情况

于2014年8—10月在广东省汕头市和潮州市进行试验。用于试验的高位池塘为正方形、全池铺设地膜、中央排污,中央排污出水口为DN200PVC管,池塘规格及排污口装置类型见表1。试验池塘编号T1~T4,T1、T2为试验A组,两池塘的构造相同,T1应用圆形侧排排污口装置(SC-1),T2应用方形顶排排污口装置(SD-1),对比两者的排污效果。T3、T4为试验B组,两池塘的构造相似,T3应用方形侧排排污口装置(SC-2),T4应用SD-1,对比两者的排污效果。

试验池的中央排污口周边呈锅底形,利于集污、排污。排污口装置采用专利技术[15]设计建造,SC-1(图1),直径1.0 m,钢混结构,通过侧面的栅式防逃栏排水,顶盖为半球形。SC-2(图2),边长1.2 m,通过侧面的栅式防逃栏排水,顶盖为平板式。SD-1(图3),方形,1.0 m×1.34 m,通过顶部穿孔式防逃板排水。

各池的排污管汇集至总排污管,再排入污水处理池塘进行处理。处理池塘为土塘,总面积约1 hm2,由沉淀池和生物处理池组成;污水先经沉淀池沉淀,再流入生物处理池处理后外排。生物处理池塘养殖有江蓠、鲈鱼、罗非鱼等,定期施放有益菌;沉淀池定期抽吸或清理污泥,并用污泥车外运低洼处填埋。

1.2 设施情况

每口池塘对角安放功率1.5 kW的射流式增氧机2台、功率0.75 kW水车式增氧机2台,养殖后期视情况增加增氧机配置。配置射流式增氧机,既能增氧还产生涡流,利于加强池底废物的聚集效果。配置罗茨鼓风机充气增氧,使水体中保持充足的溶氧。

1.3 养殖方法

海水抽取自海边砂井后进入蓄水池,经沉淀、紫外光和氯剂杀菌消毒处理,再曝气1 d后使用。养殖20 d内一般不换水,养殖20~45 d,每天排污2~6次,每天换水率在1%以内,这个时期添加的海水需经严格消毒;养殖45 d后开始换水,每天换水6次,每天换水率3%~12%,随养殖时间推移逐步增加换水率。罗茨鼓风机和水车式增氧机的开启视情况而定,一般每天4~6次;射流式增氧机每4 h开动1次,每次1~3 h。

T1和T2、T3和T4,都是同期放苗,养殖操作相同。养殖品种为凡纳滨对虾(Litopenaeus vannamei),虾苗投放规格为体长0.8 cm,虾苗经特定病毒检验为不带病毒,弧菌检测阴性。虾苗放养密度为每亩18万尾。养殖全过程在水中添加芽孢杆菌制剂,引导有益菌生长。根据溶解性总氮浓度,适当添加蔗糖渣等碳源。每天投喂饲料6次。试验期间,盐度21~32,水温23~31℃,DO 4.9~6.2 mg/L,pH 7.7~8.5。

1.4 试验方法

(1)仪器及测定方法。总氮(TN)采用HACH公司DR890多参数比色计,HACH的0.5~250 mg/L总氮试剂;水中悬浮物(SS)采用重量法[16]测定;排污口流速采用LS300便携式流速测速仪;溶解性总氮(DTN)为样品经过Whatman GF/F滤膜过滤后的滤液中的溶解性总氮;池底排污有效面积估算,采用PVC管吸底泥结合水下视频观察。

(2)取样及计算方法。排污口聚积物取样采用DN32的PVC管在排污口抽吸,排污前取样。测定流速时测速仪安放于排污管出水口处。排出废水的取样:排污时在集污井的排水口进行人工取样,每次取样500 mL,每隔15 s进行1次取样和流速测定,观察到出水口的出水完全变清即可停止取样。根据各时间点TN数据及流速数据,采用多时间段累加方法,累计1次排污过程的排氮量。一次排污过程的排氮量计算公式为:

式中:Ntotal—一次排污过程的排氮量,g;n—取样次数;Ni—一个取样时段内的平均总氮浓度,mg/L;Δt—取样间隔时间,s;例如,取样间隔时间Δt为15 s,N1为0~15 s之间的平均总氮浓度,N2为15~30 s之间的平均总氮浓度,如此类推;v—排水口流速,m/s;R—排污管半径,m。

1.5 数据统计及处理

测得各试验池的数据后,均值以平均值±标准差(±s)表示。统计试验数据利用SPSS 17.0软件进行分析处理,以P<0.05作为显著差异水平。

2 结果

2.1 排污装置排出总氮浓度的时间变化特征

(1)SC-1与SD-1比较。图4是养殖40 d时SC-1与SD-1排出总氮浓度的时间变化特征,可以看出,刚开始排污时废水总氮浓度最高,随时间迅速下降,60 s左右时,总氮浓度接近池水,SC-1曲线在SD-1的上方,SC-1排出污的总氮浓度自始至终高于SD-1。同时测得的池水数据显示:T1池水TN为2.0 mg/L,池水溶解性总氮为09 mg/L,排污口的溶解性总氮为1.1 mg/L;T2池水TN为1.9 mg/L,溶解性总氮为0.8 mg/L,排污口溶解性总氮为1.0 mg/L。溶解性总氮浓度较低,排出废水中的氮主要来源于颗粒状含氮有机物。图5是养殖50 d时的时间变化特征,与40 d时较为相似,只是两者的特征曲线靠得很近,显示两种排污装置此时的效果相差不明显。因此认为两种排污装置均有不错的排污效果。

(2)SC-2与SD-1比较。图6是养殖40 d时SC-2与SD-1排出总氮浓度的时间变化特征。可以看出,刚开始排污时废水总氮浓度最高,随时间迅速下降,60~75 s左右时,总氮浓度接近池水,SC-2曲线在SD-1的上方,SC-2排出污的TN浓度自始至终高于SD-1。图7是养殖50 d时SC-2与SD-1排出总氮浓度的时间变化特征,与40 d时较为相似,只是两者的特征曲线靠得很近,显示两种排污装置此时的效果相差不明显。这一组(B组)与上一组(A组)有相似的结果。

2.2 侧排式和顶排式排污时的单次排氮量比较

从排出总氮浓度的时间变化特征中看出,A组与B组有相似的结果,加上A组中的SC-1制作较为复杂,实际上较少使用。试验过程中仅比较和统计B组的SC-2和SD-1单次排氮量。分别在养殖40 d及50 d时,比较SC-2与SD-1排污装置的单次排氮量差异,结果如图8所示,40 d时,P<0.05,两者具有显著性差异;50 d时,P>005,两者无显著性差异。

40 d时,SC-2均值为(62.25±1.79)g,SD-1的均值为(52.34±1.67)g,侧排式(SC-2)排污口的单次累计排氮量比顶排式(SD-1)的提高189%(P<0.05)。

2.3 池底聚积物吸排有效面积的观察比较

通过胶管吸底法评估池底的干净程度,侧排式吸排面积较大,可达到半径1.5 m的面积;顶排式吸排面积较小,与防逃板(1.00×1.37 m)面积相似。同时观察到废水聚积的区域半径达3~5 m。

3 讨论

3.1 不同排污口装置的构造特点及排污效果分析

本试验测试的3种排污口装置,构造各不相同,是以行业中常用的排污口装置为基础进行优化设计后制造的。SC-1和SC-2都是侧排式,顶部不能排污,废水只从侧面的栅式防逃栏排出,排污时可以带走周边的聚积物,增大排污面积,试验结果表明,池底聚积物吸排有效面积要比顶排式的大,单次排氮量也优于顶排式。在SC-1与SC-2中,前者为半球形顶盖,设计用于引导聚积物下滑,避免污物沉积,但实际使用时发现,SC-2平板式顶盖板也并未有污物沉积。由于SC-2具有易制作等优点,因而被推荐使用。顶排式排污装置的构造较简单,废水通过顶部的穿孔式防逃板排出,但其对周边沉积物的吸排效果不好,排水时容易形成涡流,会出现只排走表层水的现象。排污时,有效排污时间短,说明短时间内已将周边的聚积物排走。侧排式与顶排式排污口装置在养殖后期的效果差异不显著,可能与后期的颗粒较粗有关。后期的死虾、虾壳等大颗粒物质较多,容易造成阻塞。

虽没有与相关研究进行类比分析,但本文采用测试总氮的方法研究比较3种排污口的实际排污效果是简单和有效的。另外,悬浮物浓度指标显示,在A组40 d时,测得排污口的悬浮物(SS)浓度为(854.5±368.4)mg/L,排出的废水悬浮物含量也较高。

3.2 排污口装置的选型及排污操作建议

使用SC-2养殖40 d,其单次排氮量比顶排式提高18.9%,而且SC-2的池底吸排面积也大于顶排式。因此推荐使用SC-2方形侧排式排污口装置。从总氮浓度的时间变化特征看出,排污时的有效排污时段很短,只有开启后的75 s左右,就能排走高浓度颗粒状废物,如果再继续排污,排出的都是有机物含量低的池水。因此,有效的排污方式是缩短单次排污时间,见到清水后立即停止排污,待重新集污后再排污。在高位池的养殖排污操作上,不主张进行长时间的排污,建议以每日多次、每次少量的方式进行排污。

3.3 吸排有效面积偏小的解决方案

高位池排污管一般用管径较小的DN200的PVC,接在排污管上的排污装置尺寸也较小,直接造成有效吸排面积偏小的现象。根据调查,粤东一带乃至全国各地的高位池养殖均存在这类问题。解决问题的方法主要有:(1)选择吸排面积较大的侧排式排污装置;(2)增加移动式吸排器,吸排中央排污装置无法吸排到的底部区域;(3)选用面积小的池子,因为小面积高位池集污,废物更易被聚集到排污口,集污效果会更好些,建议使用面积小的池,甚至使用0.067 hm2的高位池[17]。

3.4 射流式增氧机改善集污效果的探讨

射流式增氧机通常只是用于增氧及促进池水的上下层对流[18]。射流式增氧机能产生较强水流,对池底具有冲洗作用,池水易形成旋转式涡流,污泥等污染物容易向位于中心位置的排污口聚积。这与循环水养殖系统管式射流集污有相似的效果[19]。程果锋等[20]研究组合跑道式养殖池系统的集污效果,发现增大旋流速度提高循环量可提高固体颗粒物的去除率。对于高位池养殖,增加射流式增氧机数量及射流速度,是否有助于解决上述废水聚集面积过大的问题,值得进一步研究探讨。

4 结论

排污企业 第11篇

北京双燕商标彩印有限公司副总经理 王程鑫

收费时间：2015年10月1日起

收费标准：①通过挥发性有机物清洁生产评估、排放浓度低于北京市排放限值的50%（含50%），且当月未因污染环境受到环保部门处罚的，收费标准为10元/kg；②存在未安装废气治理设施，或废气治理设施运行不正常，或挥发性有机物超出北京市排放标准等环境污染行为的，收费标准为40元/kg；③其他情况收费标准为20元/kg。

北京双燕早在2005年就开始关注与凹印生产相关的环保信息及溶剂回收再利用、末端废气处理、环保水性油墨等相关技术，并较早通过了清洁生产认证。对于VOCs治理，北京双燕侧重选择“标本兼治”的措施。第一，安装VOCs治理设备进行末端控制。采用活性炭过滤和催化燃烧法，对排放的VOCs进行处理，同时不断考察处理效果更好、效率更高、成本更容易被接受的VOCs治理技术。第二，坚持使用水性油墨。通过与高校合作，开发出了一款醇水体系油墨，所添加的醇溶液为所属集团公司（燕京啤酒）废酒糟中提纯出的含量为95%的酒精，在大量减少VOCs排放的同时，节约了生产成本。值得一提的是，我公司的水性凹印油墨正式批量试验成功，在源头管控上又迈出了一步。此外，北京双燕还在努力寻找更加环保的原辅材料，保证从源头上斩断VOCs的排放。

关于北京市《挥发性有机物排污费征收细则》，争议较多的当属采用产污系数法来核算VOCs排放量，尤其是产污系数的制定缺乏一定的合理性，如平张胶印油墨的产污系数为70%，水基凹印油墨的产污系数为80%，与实际情况存在较大的出入，给印刷企业带来了较大的困扰和压力。此外，《征收细则》实行阶梯式差别化收费标准，即对于环保“领跑者”收费减半，环保违法者收费加倍。虽然这种收费标准有助于鼓励排污单位积极开展VOCs治理工作，但即使收费减半，企业所需缴纳的排污费仍是一笔不小的数目。经粗略估算，北京双燕在此次VOCs收费中每年大概需缴纳50万～100万元的排污费用。环境“领跑者”尚且如此，对于一些规模不大的印刷企业，达到基本排放限值尚且有一定困难，更不用说达到更加严苛的50%排放限值，收费加倍于他们而言就是一场“噩梦”。

所以我认为，VOCs治理还需要印刷企业、技术和原材料供应商以及环保部门的三方配合。在不改变原有设备的情况下，虽然末端治理是一种易于实现的VOCs治理手段，但仍然存在不足。比如凹印工序，由于凹印油墨所含溶剂为混合溶剂，采用吸附回收得到的混合溶剂必须经过精馏处理才可再次使用，但精馏需要技术、资金与能源的投入，中小型印刷企业往往无能为力；另一种常用的活性炭过滤方式则需要定期更换滤芯，对规模不大的印刷企业来说也是一种成本负担。因此，印刷企业应该与相关技术供应商合作，积极探索低廉高效的VOCs末端治理技术。油墨供应商方面，应研发更为环保的油墨，尤其是薄膜凹印水性油墨，如果可以有效提高其性能，则可从源头上极大地改善凹印生产中VOCs排放问题，减少末端治理带来的能源消耗和二氧化碳排放。环保部门方面，则应在VOCs治理技术方面给印刷企业提供更多指导，帮助不知所措的企业顺利开展VOCs治理工作，以及在收费细则上进一步细化，而不是“一刀切”，比如油墨产污系数的细化。这样能够有利于鼓励印刷企业使用较为环保的油墨。与此同时，在收费执法过程中，执法部门应该加强执法管理，保证执法公平公正，这样才能使VOCs排污收费政策倒逼印刷企业进行VOCs治理的目的行之有效。

VOCs治理，于小，是为了员工的身体健康；于大，则是为了我们共同生活的环境。印刷企业应该化压力为动力，集合产业链多方力量，共同开展VOCs治理工作。

源头管控、工艺转变和末端治理 “三管”齐下

上海紫江彩印包装有限公司采购总监 杭兆鹏

收费时间：第一阶段为2015年10月1日～2016年6月30日、第二阶段为2016年7月1日～2016年12月31日、第三阶段为2017年1月1日起

收费标准：第一阶段为10元/kg、第二阶段为15元/kg、第三阶段为20元/kg

差异化收费政策：①对按上海市工业VOCs治理方案要求完成废气治理的，排放浓度低于或等于排放限值的50%，且当年未受环保部门处罚的，按收费标准的50%计收排污费；对未按方案要求完成废气治理的，或废气治理设施运行不正常，或VOCs超标排放等环境污染行为的，按收费标准的2倍计收排污费。②对列入国家和上海市限制类、淘汰类名录的相关企业（工艺、设备、产品等）实施差别化收费。其中，对淘汰类相关企业按收费标准的2倍计收排污费，对限制类相关企业按收费标准的1.5倍计收排污费。

紫江彩印是我国软包装行业实施绿色印刷的先行者，于第一批通过了凹版绿色印刷认证。为了实现VOCs减排，紫江彩印在源头使用无苯无酮油墨，并积极探索水性油墨的应用，同时引进了无溶剂复合设备、多层共挤吹膜设备，进行绿色工艺的转变；在末端治理方面，则采用了吸附+精馏回收法，将生产过程中产生的有机废气通过吸附、还原、精馏提纯的方式实现了溶剂的循环利用，不仅有效控制了VOCs的排放量，还节约了成本。

上海市出台的VOCs收费标准在收费时间上采用了“三步走”的阶梯式收费手段，着实给了印刷企业一些缓冲时间，让很多VOCs治理设备还没有得到完善的印刷企业能循序渐进地实施VOCs治理。此外，沿用了北京市的差异化收费政策，但严格的排放限值和较高的收费标准依然给上海市的印刷企业带来了不小的压力。

具体到VOCs排放量计算方法中油墨、胶黏剂、涂布液等物料的VOCs含量系数，个人认为制定的还算比较合理。而且印刷企业在具体计算时，也可以根据实际情况提供由材料供应商出具的质检报告作为其使用物料的VOCs含量参考，这种做法为企业提供了足够的空间，在一定程度上体现出了收费标准的公正性。对于VOCs排放量的确定，上海市鼓励印刷企业采用在线监测的方法，实施24小时实时监测，可较为真实地呈现企业VOCs排放的真实水平，但安装在线监测装置又是一笔不小的投入。

浅析排污权交易 第12篇

美国经济学家戴尔斯于1968年首次提出了排污权交易, 首先被美国联邦环境保护局 (EPA) 用于大气污染及水污染治理。所谓排污权交易, 是指在满足环境质量要求的条件下, 建立合法的污染物排放权利即排污权, 并允许这种权利像商品那样买入和卖出。

排污权交易具有自己特有的优势。首先, 有效的控制了污染总量, 保证环境质量。即将某以控制区域作为一个完整的系统采取措施将排入这一区域的污染物总量控制在一定的数量之内, 以满足该区域的环境质量[1]其次, 有利于企业降低治理污染成本, 通过交易达到治理成本的最小化。最后, 有利于经济和社会的可持续发展。

二、排污权交易在中国

完整意义上的排污权交易1999年由美国环保协会引入中国。我国排污权交易进展大致经历了三个阶段:首先, 基础阶段, 1988年3月国家环保局颁布的《水污染物排放许可证管理办法》规定:“水污染物排放指标, 可以在本地区的排污单位间相互调剂”;1991年, 美国EPA排污权交易经验被正式介绍到中国;1996年, 国务院批复同意国家环保局提出的《“九五”期间全国主要污染物排放总量控制计划》, 总量控制开始在全国范围内推行, 为在中国开展排污权交易奠定了基础。

三、排污权交易在我国的构建

以排污权交易的基本理论与美国的排污权交易制度为认识基础, 结合我国目前的排污权交易实施的现状, 针对我国排污权交易实践及存在诸多的问题, 建议应做好以下几方面的工作, 以推进并逐步完善该项制度。

1.法律制度建设

尽管我国排污权交易的试点进行了一些年了, 但至今还没有制定出全国统一的关于排污权交易的法规, 排污权交易至今没有写入环境法, 上升为国家法律。就是相应的地方性法规, 也只有个别省市才有。

要建立排污权交易的法律制度和排污权交易市场, 必须首先从法律上确认排污权。只有在法律确认排污权的前提下才能进行排污权交易, 如果法律没有确认排污权, 要推行排污权交易是不可能的。必须指出的是, 目前我国法律并没有承认和确认排污权。为了推行排污权交易, 排污权应该符合下述条件:排污权必须得到法律确认并向国家环境行政主管部门登记;排污权的主体必须明确;排污权中的污染物必须明确;排污权应该是可以用排污量计量和拆分的, 应该有量的概念和时间的概念;排污权应该是排污权拥有者可以依法占有、利用、收益和处分的权利。

信息市场的完善。交易费用的存在将会影响交易主体的积极性, 从而影响整个排污权交易体系, 妨碍排污权交易制度比较优势的充分发挥。所以我们应当采取措施降低排污权交易费用, 而信息市场的建设则是关键的一环, 所以要尽量降低排污权的交易成本。尽量降低排污权的交易成本。为了降低排污权交易的成本, 政府可以采取以下一些措施: (1) 建立公开的市场, 增加排污权交易者的数量, 使市场运行更有效率; (2) 增加交易的透明度, 为了使交易的各方能够充分地掌握信息, 每项计划和交易的规则及开展的实际情况应是公开的; (3) 建立排污权交易的中介机构, 具体业务包括提供交易信息, 进行交易的经纪, 为排污企业代理排污指标的调整等。

政府加大排污权交易市场建设。在排污权交易制度的设计程中, 必须充分重视市场的主导地位。政府也应顺应市场经济的要求, 加快转变政府职能, 将工作重心由直接的行政控制转到努力培育排污权交易市场, 为市场服务上来。, 可借鉴美国的做法, 发展环境金融事业, 建立环境银行, 开展环容量及排污权存贷业务。此外, 政府要根据价格规律要求, 制相应的价格评估和补偿制度等。

政府部门应尽快建立起排污权交易的激励机制。为了刺激排污权交易市场的活跃, 政府应尽快建立起排污权交易的激励机制。例如, 对积极削减排污总量并积极出售排污指标的企业, 政府应从税收、技术、资金等方面予以扶持, 并保证在其重新需要增加排污指标时以优惠的价格向其优先提供等;在排污权交易不活跃的情况下, 政府应购买富余的排污权, 以保证并促进企业治理污染的积极性等。

四、结语

尽管排污权交易在我国研究、实施和应用中存在很多问题, 但我国仍然很有必要来进一步倡导及推广这一有效的环境经济政策, 因为任何一项政策的实施都需要有一个过程, 都是在实践中逐步改进及完善的

参考文献

[1]李剑:排污权交易的优越性不容置疑[N].《人民日报》, 2002 (8) (海外版)

[2]幸红:排污权交易法律制度探讨[J].广东商学院学报, 2003.4.

[3]张象枢魏国印李克国:环境经济学[M].北京:中国环境科学出版社.1994

[4]罗勇曾晓非:环境保护的经济手段[M].北京:北京大学出版社.2002