城市固体废弃物管制政策的基本分析框架

时间：2023-01-29 理论教育版权反馈

【摘要】：本章先对发达国家城市固体废弃物管制政策的理论文献和中国的政策实践进行回顾和评述。最后提出城市固体废弃物管制政策分析的基本框架:管制政策—组织反应—管制效应—政策营销框架，这是总领全文的分析框架。限于篇幅，本节主要对三类固体废弃物管制政策作一梳理，并进行简要评述，以期为中国城市固体废弃物管制政策的制定和实施提供借鉴。

城市固体废弃物管制政策的基本分析框架_城市固体废弃物管

本章先对发达国家城市固体废弃物管制政策的理论文献和中国的政策实践进行回顾和评述。然后，从外部性理论切入，讨论城市固体废弃物外部性的具体特征与管制政策的理论依据。最后提出城市固体废弃物管制政策分析的基本框架:管制政策—组织反应—管制效应—政策营销(PREM)框架，这是总领全文的分析框架。

从20世纪80年代后期开始，美国等经济发达国家对城市固体废弃物问题的关注持续升温，固体废弃物管制政策研究的文献也大量涌现，这主要由于以下几个原因:①城市固体废弃物数量急剧增加，造成垃圾填埋场的剩余填埋能力锐减，美国等发达国家面临着空前的“填埋危机”(Landfill crisis)。②环境保护主义的抬头和公众对健康、卫生的关注使新建垃圾填埋场和焚化设施的选址越来越困难。“别在我的后院”(Not in my back yard， NIMBY)运动的盛行就是一例[1]。这最终导致了垃圾处理成本的增加。③一些原生材料(如森林木材、矿物资源等)的紧缺(价格上涨)也激发了人们对废弃物循环利用的兴趣。

经济学家和管制者提出了一些具体的固体废弃物管制政策，主要包括:按抛扔量收费、税收和补贴(原生材料征税、预收处理费用、循环补贴)、押金返还制度、生产者责任延伸制度(或产品责任延伸制度)、循环材料含量标准、回收率标准、产品耐用性标准等。在这些管制政策中，按抛扔量收费属于下游政策，它直接针对家庭的垃圾处理行为和产品消费行为;原生材料征税、循环补贴、预收处理费用、生产者责任延伸制度(或产品责任延伸制度)、循环材料含量标准、产品耐用性标准等政策属于上游政策，它们直接针对厂商的生产行为;押金返还制度则是综合性政策，它同时影响家庭和厂商的行为。限于篇幅，本节主要对三类固体废弃物管制政策(按抛扔量收费、税收和补贴、押金返还制度)作一梳理，并进行简要评述，以期为中国城市固体废弃物管制政策的制定和实施提供借鉴。

一、下游管制政策:按抛扔量收费

传统的垃圾收费是固定收费。在很多发展中国家(包括中国)，垃圾收费实际采取的都是每月收取固定费用(通常隐含在财产税、自来水费、物业管理费中)。这种固定收费政策可以为垃圾处理筹集资金，缓解财政压力，但它对所有的家庭实行统一价格(不论垃圾排放量多少)，这样做的结果实际上是穷人补贴富人，因为穷人排放的垃圾量较富人少。Dinan(1993)指出，这种固定收费政策从两个方面导致了垃圾管制低效率:一是由于家庭不用为抛扔的垃圾额外付费，家庭缺乏垃圾减量化或者再循环的激励;二是厂商也缺乏积极性去生产垃圾处理成本较低的产品。鉴于此，多数学者支持对垃圾“按抛扔量收费”(Pay-asyou-throw，PAYT)，也称垃圾“单位定价”(Unit-based pricing，Unit pricing)、“使用者付费”(User charges)、“可变收费”(Variable fees)、“垃圾处理收费”(Waste disposal charges)等。

按抛扔量收费是基于垃圾处理的社会边际成本而向家庭征收费用，它通过对垃圾直接定价来实现有效率的资源配置。经济学家称之为纠正垃圾外部性的“庇古税”(Pigouvian tax)。在按抛扔量收费下，家庭会根据垃圾产生的私人成本来调整其行为，如减少垃圾排放，增加垃圾回收等。很多经验研究都支持这一点。Wertz(1976)较早地研究了按抛扔量收费对居民垃圾排放量的影响。通过对旧金山市(已实行垃圾单位定价)和美国其他城市(没有实行该制度)垃圾平均排放量的比较，Wertz发现垃圾单位收费每提高1%能减少0.15%的垃圾排放(即垃圾单位收费的价格弹性为－0.15)。与Wertz的研究类似，Jenkins(1993)分析了14个城市的垃圾排放数据后发现，对每袋32加仑的垃圾征收1美元的费用能降低15%的垃圾排放，垃圾单位收费的价格弹性为－0.12。Fullerton和Kinnaman(1996)研究了美国维吉尼亚州大学城Charlottesville垃圾单位定价(每袋定价0.8美元)后发现，75户家庭排放的垃圾重量平均降低14%，体积减小37%，同时回收增加16%。Fullerton和Kinnaman的研究表明，垃圾单位定价政策对垃圾排放的体积有实质性影响，但对垃圾排放的重量影响较小——由于按袋定价，每袋垃圾的重量大大增加了。因此，垃圾按重量收费会更有效。

按抛扔量收费还间接导致有效率的厂商行为。Kinnaman和 Fullerton(1999)认为，按抛扔量收费导致的回收增加降低了再生材料的价格，这导致厂商更愿意采用再生材料。Fullerton和Wu(1998)声称，垃圾直接定价有助于激励企业进行绿色设计，生产最优水平的产品包装。但由于计量的困难，按抛扔量收费对厂商行为影响的研究仅仅限于理论探讨，缺乏有说服力的经验证据。

按抛扔量收费的另一个优势是管制的信息成本较低，管制者只需知道每袋垃圾的社会边际成本即可。Repetto等人(1992)估计每袋垃圾的社会成本在1.43～1.83美元之间。一些学者还进一步对按抛扔量收费增加的社会福利作了估计。根据Jenkins (1993)的计算，垃圾直接定价政策增加的社会福利为人均每年3美元。Podolsky和Spiegel(1998)甚至估计增加的社会福利为人均每年12.8美元(Kinnaman和Fullerton，1999)。

当然，按抛扔量收费也可能存在一些负面效应:首先，按抛扔量收费可能导致“非法倾倒”(Illegal dumping)现象。据Fullerton和Kinnaman(1996)推算，实行垃圾单位定价后，维吉尼亚州大学城Charlottesville75户家庭产生的28%～43%垃圾削减量可能源自非法倾倒。Jenkins(1993)、Miranda等人(1994)以及Ackerman(1997)等的研究也发现了非法倾倒的证据(Kinnaman和Fullerton，1999)。其次，按抛扔量收费的管理成本有可能超过社会收益。在Fullerton和Kinnaman(1996)对维吉尼亚州垃圾单位定价的简单成本收益分析中，垃圾单位定价产生的福利收益平均每袋0.08～0.15美元，但每袋的管理成本却超过0.19美元。最后，也有学者从其他方面对按抛扔量收费提出了质疑。在Dinan(1993)看来，对不同类型的垃圾征收统一的费用可能是非效率的，因为不同垃圾的社会成本不一样。例如，旧电池与旧报纸对社会的危害程度就不一样，旧电池的收费价格应该超过旧报纸。但是，正如Kinnaman和Fullerton(1999)所指出的，差别化的定价政策会大大增加管理成本，因此是不现实的。

总的来说，按抛扔量收费是有效果的，它通过对垃圾直接定价产生有效率的家庭行为。正因为如此，按抛扔量收费在经济发达国家受到越来越普遍的重视，日益成为垃圾收费政策的趋势。一个明显的例子就是，目前美国已有7095个社区采取了按抛扔量收费，占社区总数的26.3%。但是，按抛扔量收费也可能诱发负面行为(尤其是非法倾倒行为)。因此，必须谨慎地使用这一政策，或者与其他管制政策配套使用。

二、上游管制政策:税收和补贴

鉴于对垃圾直接定价并非尽善尽美，一些学者主张对厂商采取税收和补贴政策，包括原生材料征税(Virgin materials tax，VMT)、预收处理费用(Advance disposal fees，ADF)、(对旧报纸、旧塑料、旧玻璃等)循环补贴(Recycling subsidy，RS)政策等。根据Chakrabarti和Sarkhel(2003)，税收和补贴的经济合理性在于:原生材料开采和产品生产的外部成本(即废弃后的处理成本)以及再生材料使用的外部收益没有被厂商内部化，这导致社会开采过多的原生材料，生产过多的产品，同时使用过少的再生材料。实行税收和补贴，可以从垃圾产生的源头抑制垃圾产生。

在Turner等人(1994)看来，原生材料征税能够提高原生材料相对再生材料的市场价格，从而刺激循环利用;同时，提高生产总成本，鼓励材料使用的源头节约，激励企业实行绿色设计(相应的，这导致生产更少的废弃物)。Kinnaman和Fullerton (1999)也持相似的观点。Miedima(1983)研究发现，原生材料征税(税收等于处理相应垃圾的边际成本)的福利收益会大于再生材料补贴的福利收益，也大于对垃圾直接收费或预收处理费用的福利收益。

但是，Dinan(1993)研究发现，尽管原生材料征税在一些产业刺激了再生材料的使用(在这些产业，原生材料和再生材料相互高度替代)，另外一些产业对原生材料征税并不会增加对再生材料的需求。此外，存在产品进出口时，一国对原生材料征税并不能鼓励出口厂商使用再生材料。因为，很大比例的再生材料已被出口(Kinnaman和Fullerton，1999)。Ackerman(1997)的研究也表明，原生材料征税也许对特定产业是有效的，但它不能作为一个通用政策。这是因为:①原生材料与再生材料往往并不能完全替代;②回收还受到其他因素的影响，如供应侧瓶颈。Palmer和Walls(1994)的研究表明，尽管原生材料征税会产生有效的投入组合，但也会抑制生产和消费，其结果是无效率的垃圾数量降低(过度降低)。因此，他们认为原生材料征税必须与最终产品消费补贴相配套。Fullerton和Kinnaman(1995)以及Palmer和Walls(1997)通过研究最终得出这样的结论，即原生材料征税对降低直接开采使用原生材料的外部成本是必需的(如防止乱砍滥伐)，但它并不有利于降低垃圾处理的外部成本，即对废弃物管理来说没有什么实质作用。

与其他政策相比，原生材料征税是解决垃圾外部性的一种更间接的政策，由于税负转嫁效应等诸多复杂、不可预测的因素，原生材料征税的垃圾管制效果是不确定的，甚至会取得适得其反的结果。在开放经济条件下，原生材料征税甚至会影响一国产业的国际竞争力。但是，如果现实中原生材料相对于再生材料享受了补贴(负税收)，那么这种补贴会抑制垃圾的循环利用，也会影响资源的可持续使用。因此，对原生材料的补贴(无论是显在还是隐含)必须逐步削减乃至取消。

预收处理费用是在产品销售时根据其最终处理成本收取一定的费用，实际上，预收处理费用就相当于征收产品消费税。产品交易时，未来处理废旧产品及包装的外部性并未反映在价格中。这样预先收取处理费用能适当提高产品价格，以反映真实社会成本，最终抑制产品消费和垃圾产生(Chakrabarti和Sarkhel，2003)。Ackerman(1997)描述了佛罗里达州预收处理费用的成功实践。佛罗里达州实施该政策的第一年就产生了4500万美元的收益，而且促使企业采用可回收包装物。不过，Ackerman认为，这并不是因为预收处理费用成功地将垃圾外部性内部化。预收处理费用的成功应归因于其隐含的“象征意义”，因为任何达到回收率标准的产品免征处理费用，这增加了它们的市场能力。事实上，预收处理费用对这些产品贴上了环保标签，它具有广告效应。

对预收处理费用的一个主要质疑在于，在废弃物管制政策中，产品消费税是一个“钝”(Blunt)政策工具，因为它不能区别“抛扔”和“不抛扔”垃圾的社会成本差异。Zoboli (1993)认为，产品收费虽然将费用转嫁给消费者，有抑制消费的作用，但它对于垃圾减量的作用不大。因为，消费者购买时已经预先支付了处理费用，他们会丧失消费后循环回收的积极性。Calcott和Walls(2000)的研究则表明，预收处理费用仅仅对不可回收产品是一个最优政策;对于可回收产品，由于预收处理费用不鼓励循环回收，仅仅采用预收处理费用是比较低效的。

对于循环补贴政策，一些经济学家认为，它可以对废弃物及其循环利用进行直接管理。在一些学者看来，循环补贴有助于鼓励企业进行绿色设计，使其产品易于循环和回收利用。而一些下游激励政策(如按抛扔量收费)可能不足以向上游厂商发出适当的信号，鼓励其进行绿色设计。这是因为在存在高交易成本的情况下，按抛扔量收费尽管确实能鼓励家庭将某些垃圾循环回收，但他们没有积极性对垃圾进行相应的分类，从而也不能促进厂商实行绿色设计。Sigman(1995)对铅循环的研究表明，汽车蓄电池中铅的回收是富有价格弹性的，因此，循环补贴政策能有效激励汽车蓄电池中铅的回收(尽管相对于原生材料征税、押金返还制度来讲成本相对较高)。

与Sigman的研究相反，Edwards和Pearce(1978)对纸循环的研究则表明，提高回收材料的价格不会影响回收行为。他们甚至认为，通过直接操纵价格来鼓励回收是最不可取的政策工具。根据Anderson和Spiegelman(1997)的解释，利用再生材料需要进行极其昂贵的新设备投资，在大部分现有生产技术都是针对原生材料的情况下，使用再生材料的短期边际成本是很高的。对此，一些学者指出，一种有效的方法是对厂商购置新型资本设备进行补贴，这种新型设备既可使用原生材料，也可使用再生材料(Chakrabarti和Sarkhel，2003)。但Anderson和Spiegelman (1997)分析认为，考虑到采用再生材料作为投入也许会面临供应不确定性问题，企业可能不愿意进行这种资本投资。这样，有些再生材料(如废铁和旧报纸)实际上是缺乏需求弹性的。换句话说，补贴政策的实行或取消不会影响回收率。总的来说，考虑到生产技术、市场需求等具体不确定因素时，循环补贴政策的有效性是值得怀疑的。

Palmer和Walls(1994)指出，即使循环补贴能导致产生高效率的投入组合，但也导致过度生产、过度消费和过度废弃。Palmer等人(1997)的研究进一步表明，就同时鼓励源头节约与循环回收而言，循环补贴确实是效率最低的选择。因此，Palmer等人建议将循环补贴和消费税结合使用，这样就同时鼓励生产的源头节约和处理的循环回收。在此以前，Dinan(1993)也提出了相似的建议。循环补贴和消费税结合起来实际上就是押金返还制度。

三、综合管制政策:押金返还制度

押金返还制度(Deposit refund system，DRS)是消费者或下游厂商在购买产品时支付一定的押金，当消费者或下游厂商按约定返还废旧产品或容器包装时，赎回相应押金的制度。为了实现有效的资源配置，押金等于处理相应垃圾的社会边际成本，返还金额等于垃圾的边际成本与回收的边际成本之差。如果回收的边际成本为零，返还额就等于押金(Kinnaman和Fullerton，1999; Chakrabarti和Sarkhel，2003)。多数学者认为，押金返还制度在效果上类似于直接对废弃物处理收费(对垃圾外部性进行直接矫正):当废旧产品(或包装)收回时偿付押金，如果废旧产品(或包装)被扔掉，就只能由消费者承担费用。这样，押金返还制度能够确保采用成本最低的办法来减少废弃物的处理量，无论是通过源头削减途径还是通过循环利用途径来实现(Palmer和Walls，1994; Fullerton和Kinnaman，1995; Sigman，1995; Palmer等人，1997)。

押金返还制度得到了大多数学者的欢迎和支持。Bohm (1981)指出，对于有效阻止或控制数目众多的少量有害垃圾的丢弃现象，押金返还制度可能是唯一有效的方法。Bohm和Russell(1985)认为，当污染行为不能直接观测，或当潜在污染者数量相当多且具移动性，押金返还制度会比其他工具更有效。Costanza和Cronwell(1992)指出，押金返还制度延展了“污染者付费原则”(Polluter pays principle，PPP)，使污染者也需要承担不确定性的代价，是一种“预防性污染者付费原则”(Precautionary polluter pays principle)，也是“严格责任”(Strict liability)的改进方式。特别适用于高风险、高不确定性的情况，如有毒废弃物、危险废弃物等。Fullerton和Kinnaman(1995)研究认为:当家庭仅有两种垃圾处置选择(要么垃圾排放，要么循环回收)，那么最优的政策是收取垃圾处理费(处理费等于垃圾的所有外部环境成本和资源成本);当非法倾倒或非法焚烧是垃圾处理的第三种选择，且不能被直接征税，那么最优的政策是押金返还制度，即对所有产出征税加上对合宜处理(无论是循环还是其他回收方式)退款。Callan和Thomas(1996)认为，押金返还制度具有排放收费的优点，且其返还押金的机制可以避免排放收费下的非法倾倒问题。Sterner(1999)指出，押金返还制度对于遏制垃圾的不适当处理(非法处理)特别有效。

Palmer等人(1997)对三种政策(预收处理费用、循环补贴及押金返还制度)进行比较研究后认为，对于任一固体废弃物削减比例来说，押金返还制度都是一种成本最低(最有效)的政策。在Palmer等人(1997)的局部均衡模型中，为达到削减废弃物处理水平10%的目标，每削减一吨废弃物处理量，采用押金返还制度花费45美元，采用预收处理费用花费85美元，采用循环补贴花费98美元。Palmer等人(1997)进一步指出，押金返还制度同时鼓励源头节约和再循环，而循环补贴和预收处理费用都只有一个方面的作用:预收处理费用能抑制消费，降低可获得的循环材料数量，导致循环降低;循环补贴鼓励循环，但最终会降低循环材料的有效价格，从而鼓励消费，导致事后的垃圾增加。

关于押金返还制度的具体实施，Palmer和Walls(1994)认为，它将比对原生材料征税同时对消费补贴更易于执行。后者这种替代性政策组合也许能达到同样结果，但执行较难。这是由于企业会强力反对原生材料征税，他们的组织力量强大，而家庭则缺乏这种力量。Palmer和Walls(1994)强调，为确定最优押金返还额，政府管制者只需知道垃圾处理的社会边际成本。而采用原生材料征税，则必须掌握原生材料和再生材料的技术替代率(及其变动)信息。显然，管制者难以获取这方面的信息。笔者认为，从政策实施的角度看，相对于按抛扔量收费、原生材料征税和预收处理费用来讲，押金返还制度有一种“自我管制”和“自我实施”(即激励相容)的特点。没有外部强制力约束时，家庭和厂商会自觉地遵守和实施押金返还制度。这种激励相容特点对于一个管制政策的成功是极其重要的。

一些学者意识到押金返还制度实施的管理成本可能过高。在Palmer等人(1997)的研究中，并未考虑押金返还制度的管理成本。考虑到管理成本，押金返还制度可能在一些领域并不适用。对此，Dinan(1993)建议管制者重点对某些产品(如旧报纸、旧电池、玻璃容器等)实施押金返还制度。Palmer等人(1997)以及Fullerton和Wolverton(1999)等建议把押金的收取和返还放在产业链的上游生产环节(而不是下游最终产品的消费环节)。根据Stavins(2000)的总结，押金返还制度适用于以下情形:①目标是减少废弃物的非法处置现象(而非减少废弃物流量)和总体上提高物质的循环利用水平;②在废弃物的合法处置成本和(对非法处置或乱扔垃圾进行)清理成本之间存在显著的差异。笔者认为，尽管押金返还制度的适用范围较窄，只占垃圾总量中的一小部分，但它针对的是社会边际成本较高或者循环利用收益较高的垃圾(如电池、饮料瓶、金属、产品包装等)，因此，实施押金返还制度的社会收益相对较高。

固体废弃物管制政策研究的文献非常丰富，就笔者有限的理论回顾而言，我们可以得到以下几点结论及启示[2]:

1.从固体废弃物管制政策理论和实践的发展趋势看，传统的命令控制型政策(Command and control，CAC)越来越受到挑战，同时“基于市场”(Market－based)的管制政策(至少其原则思想)正在被普遍接受。我们讨论的这三类政策都属于基于市场的政策，或者说激励性管制政策(经济激励政策)。命令控制型管制政策对厂商制定统一的标准，通常采取的是基于技术和绩效的标准[3]。典型的命令控制型管制政策有回收目标、循环材料含量标准、回收率标准等。与命令控制型政策不同，基于市场的政策通过市场信号(如经济激励手段)刺激行为人的动机，而不是通过明确的环境标准和条款来规范人们的行为(Stavins，2000)。从理论上讲，命令控制型管制政策是可行的，但由于其高昂的管制信息成本、管理执行成本以及厂商抵制成本，越来越不受学者和政策制定者的欢迎。

2.从固体废弃物管制政策研究方法看，主要采用两种方法:一是运用数理方法和模型对固体废弃物管制政策进行理论分析;二是运用统计计量、案例解剖方法对管制政策的实际效应进行量化评估。在研究中，学者们注重通过数理分析方法或者实证研究方法评估各种管制政策的实际效应，强调不同管制政策的比较分析，以及不同政策的组合配套研究。

3.从固体废弃物管制政策的研究结论看，存在多种可行的管制政策选择，有时应当结合使用。当垃圾非法处理不甚严重时，对垃圾直接定价(按抛扔量收费)是解决固体废弃物市场失灵的较优策略。存在严重的垃圾非法处理行为时，押金返还制度则是更适合的政策选择。对产品或原材料定价(如原生材料征税或产品消费税等)有时是必需的，但是仅仅依赖它们来解决市场失灵往往会产生一些负面效应。总的来说，各种政策各有利弊，管制者应该视具体情境进行选择。从长期看，有效的固体废弃物管制政策不仅必然影响家庭的购买、消费和垃圾处理决策，而且还必然影响厂商的原材料选用(增加再生材料的使用)、产品设计(提高循环利用能力)和产品包装等决策。因此，综合运用多种管制政策，形成一体化的管制政策组合会得到越来越多的关注。例如，预收处理费用与回收率标准或循环材料含量标准的结合使用;按抛扔量收费和路边回收方案的结合使用;原生材料征税和循环利用补贴的结合使用，等等。Walls和Palmer(2000)等的研究也显示了这种趋势。

中国城市固体废弃物管制最初是从城市环境卫生管理着手的。随着政策法规陆续出台，城市固体废弃物管制也逐步走上法制化轨道。20世纪80年代以来中国城市固体废弃物管制的主要政策及其主题如表2－1所示。

表2－1　20世纪80年代以来中国城市固体废弃物管制的主要政策

续表

资料来源:作者整理。

通过对二十多年来中国城市固体废弃物管制政策主题的回顾可以看出，1998年前，管制政策的主题以城市环境卫生、垃圾收运管理为主。1998年后，管制政策开始注重垃圾分类收集、源头控制、产业化改革、循环回收等更多的主题。进一步细分，中国城市固体废弃物管制政策的演变可分为四个阶段。

一、城市环境卫生管理阶段

城市环境卫生(简称环卫)管理是指为有效治理城市垃圾、粪便等城市生活废弃物，为城市人民创造清洁、优美的生活和工作环境而进行的垃圾、粪便的收集、运输、处理、处置、综合利用和社会管理等活动的总称。中国城市固体废弃物管制政策首先关注的就是城市环境卫生管理。

1986年，国务院办公厅转发了原城乡建设环境保护部、中央爱国卫生运动委员会《关于处理城市垃圾改善环境卫生面貌的报告》，正式开始了城市生活垃圾污染控制和无害化处理工作。《报告》针对当时城市环卫设施严重不足、垃圾污染十分突出的矛盾，提出了相应的意见。主要内容包括:制定城市环卫发展规划，增加环境卫生设施，搞好城市垃圾管理;出台环境卫生管理的相关规定，加强环境卫生管理，改善城市环境卫生面貌;因地制宜发展垃圾处理技术，以卫生填埋和高温堆肥为主要方向;加强对垃圾处理技术和监测应用技术研究等。1987年，国务院办公厅转发的《关于加强城市环境综合整治报告的通知》中，进一步提出解决好垃圾的堆放、消纳，并大力开展无害化处理和综合利用工作，变害为利。

1991年，建设部印发了《城市环境卫生当前产业政策实施办法》(以下简称《办法》)，提出了城市环境卫生业的基本原则、发展目标和序列、保障政策和实施措施。《办法》从环卫经营管理、基本建设、技术改造三方面着重明确了城市环境卫生业的发展序列和重点发展方向[4]。

1992年国务院批转了《关于解决我国城市生活垃圾问题几点意见的通知》，提出加快中国城市生活垃圾处理、处置设施的建设，改善城市环境质量的若干意见:一是提高对解决城市生活垃圾问题的认识。重视城市垃圾处理工作，要组织有关部门，编制城市环境卫生发展规划和垃圾处理设施建设计划，并纳入城市总体规划和国民经济与社会发展计划，落实实施计划和垃圾处理设施用地，认真组织实施。二是加强城市垃圾管理。环境卫生行政主管部门要逐步试行政事、政企分开，环境卫生企事业单位要深化内部经营机制的改革，加强经济核算，提高环境卫生企事业单位的经济效益。三是采取多种渠道解决城市生活垃圾无害化处理设施建设和运行的资金。四是加强城市生活垃圾处理和技术监测的应用科研工作。五是稳定环境卫生职工队伍。

1992年实施的《城市市容和环境卫生管理条例》，对环境卫生单位清扫、收集、运输和处理作了详细规定。例如，城市人民政府市容环境卫生行政主管部门对城市生活废弃物的收集、运输和处理实施监督管理;对垃圾、粪便应当及时清运，并逐步做到垃圾、粪便的无害化处理和综合利用等。

1993年，建设部制定了《城市生活垃圾管理办法》，对于加强城市生活垃圾管理、改善城市市容和环境卫生作了系统规定。例如，城市市容环境卫生行政主管部门必须根据本地区发展规划，会同规划、计划、环保、卫生行政主管部门制定城市生活垃圾治理规划，并组织实施;城市生活垃圾处理场的规划、建设和管理，必须按照国家有关法律、法规的规定和标准执行;凡从事城市生活垃圾经营性清扫、收集、运输、处理服务的单位和个人，必须经城市市容环境卫生行政主管部门审核批准后，方可从事经营;城市应当根据《城市环境卫生设施设置标准》，设置垃圾箱(桶)、转运站等设施，单位内部上述设施的建设和管理由各单位负责;城市市容环境卫生行政主管部门应当监督检查等。

1996年实施的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》，完善了城市环境卫生管理的相关政策。例如，该法明确规定贮存、运输、处置城市生活垃圾，应当遵守国家有关环境保护和城市环境卫生的规定，防止污染环境;城市生活垃圾应当及时清运，并积极开展合理利用和无害化处置;城市人民政府应当配套建设城市生活垃圾清扫、收集、贮存、运输、处置设施;建设城市生活垃圾处置设施、场所，必须符合国务院环境保护行政主管部门和国务院建设行政主管部门规定的环境保护和城市环境卫生标准。禁止擅自关闭、闲置或者拆除城市生活垃圾处置设施、场所;确有必要关闭、闲置或者拆除的，必须经所在地县级以上地方人民政府环境卫生行政主管部门和环境保护行政主管部门核准，并采取措施，防止污染环境。

二、垃圾处理产业化阶段

随着城市垃圾处理问题日益突出，政府无力维持垃圾处理行业所需的大规模投资，城市垃圾处理行业严重滞后于城市发展的需要。在这种情况下，中国开始了垃圾处理的产业化改革进程，以广泛吸引国内外投资者投资于垃圾处理行业，建立起适应市场经济要求的垃圾处理产业化、市场化运作模式[5]。

中国垃圾处理的产业化改革可以追溯到20世纪90年代初期。1992年国务院批转了《关于解决我国城市生活垃圾问题几点意见的通知》，鼓励单位和个人兴办城市生活垃圾清扫、运输和无害化处理的专业化服务公司，实行社会化服务;积极推行垃圾处理收费制度，逐步向居民征收生活垃圾管理费用。这是中国垃圾处理产业化改革的初步探索。

中国垃圾处理产业化改革的正式启动还是在本世纪初期。2002年国家计委、财政部、建设部、环保总局联合下发了《关于实行城市生活垃圾处理收费制度促进垃圾处理产业化的通知》，就实行城市生活垃圾处理收费制度，促进垃圾处理产业化的有关事项作了规定。主要内容有:①全面推行生活垃圾处理收费制度，促进垃圾处理良性循环;②合理制定垃圾处理收费标准，提高垃圾无害化处理能力;③制定科学的计收办法，加强收费管理;④改革垃圾处理运行机制，促进垃圾处理产业化;⑤规范收费行为，减轻企事业单位和居民的不合理负担。同年，国家计委、建设部、环保总局共同下发《关于推进城市污水、垃圾处理产业化发展的意见》，就推进城市垃圾处理产业化发展提出以下意见:①提高认识，明确目标，推进城市垃圾处理产业化发展;②改革体制，创新机制，为城市垃圾处理产业化创造基础条件;③市场引导，政策扶持，加快城市垃圾处理产业化进程;④加强监管，保障城市垃圾处理产业化健康有序地发展。《意见》着重明确了加快城市垃圾处理产业化发展的若干配套政策[6]。

2004年，建设部下发了《关于印发城市供水、管道燃气、城市生活垃圾处理特许经营协议示范文本的通知》，为城市垃圾处理特许经营与产业化改革提供了一定的操作依据。

三、政府整合管理阶段

随着城市垃圾量与日俱增，中国开始重视城市生活垃圾的全过程管理，即注重垃圾减量化、再利用、再循环。换句话说，垃圾管理开始从末端治理走向整合管理(一体化管理)阶段。

早在1986年的《中国技术政策蓝皮书》中，根据当时垃圾成分的特点(煤灰多，约占75%)，就提出了减少城市垃圾量的五项对策(张越，2004):适当控制大城市规模及人口增长;改变民用炊事燃料结构，提高炊事气化率;发展蔬菜加工工业，实行净菜进城;大力开展废旧物资收购工作和扩大城市绿地面积与道路铺装，减少黄土暴露。这五项对策的提出，反映了中国对城市生活垃圾整合管理的最初努力。

1992年实施的《城市市容和环境卫生管理条例》规定，城市人民政府应当有计划地发展城市煤气、天然气、液化气，改变燃料结构;鼓励和支持有关部门组织净菜进城和回收利用废旧物资，减少城市垃圾。同年，国务院批转的《关于解决我国城市生活垃圾问题几点意见的通知》，也提出了解决中国城市生活垃圾污染问题，加快城市生活垃圾减量化、再利用、再循环的若干意见。包括:沿海开放城市和旅游风景城市在近期内要做到生活垃圾的分类收集和无害化处理，其他城市也要逐步实行;城市人民政府的各有关部门，要密切配合，采取有效措施，控制垃圾总量的增长;商业、农业部门要积极推广净菜进城，减少蔬菜垃圾，2000年大城市净菜进城率达到40%，中小城市达到30%;大力开展城市垃圾的回收综合利用，提高回收利用率;大力扶持垃圾的资源再生和综合利用，2000年大中城市生活垃圾综合利用率达到40%以上。

1996年实施的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》进一步推进了垃圾整合管理，例如，该法明确规定:城市生活垃圾应当逐步做到分类收集、贮存、运输和处置;城市人民政府应当有计划地改进燃料结构，发展城市煤气、天然气、液化气和其他清洁能源;城市人民政府有关部门应当组织净菜进城，减少城市生活垃圾;城市人民政府有关部门应当统筹规划，合理安排收购网点，促进废弃物的回收利用工作。

2000年建设部发布的《城市生活垃圾处理及污染防治技术政策》对促进垃圾减量化、资源化、无害化，加强垃圾全过程管理作了较详细的规定。例如，对垃圾减量化，规定:①改变城市燃料结构，提高燃气普及率和集中供热率，减少煤灰垃圾产生量;②鼓励净菜上市，减少厨房残余垃圾产生量。对于垃圾综合利用，规定:①鼓励垃圾焚烧余热利用和填埋气体回收利用，以及有机垃圾的高温堆肥和厌氧消化制沼气利用等;②在垃圾回收与综合利用过程中，避免和控制二次污染。对于垃圾收集和运输，规定:①积极开展垃圾分类收集。垃圾分类收集应与分类处理相结合，并根据处理方式进行分类;②垃圾收集和运输应密闭化，防止暴露、散落和滴漏;③结合资源回收和利用，加强对大件垃圾的收集、运输和处理;④禁止危险废物进入生活垃圾，逐步建立独立系统，收集、运输和处理废电池、日光灯管、杀虫剂容器等。

2000年建设部发布《关于公布生活垃圾分类收集试点城市的通知》，确定北京、上海、广州、深圳、厦门、武汉、桂林、南京8个城市为生活垃圾分类收集试点城市，进一步推进了中国生活垃圾的分类收集和减量化、再利用、再循环。2003年颁发《城市生活垃圾分类标志》，2004年颁发《城市生活垃圾分类及其评价标准》，这些都推动了中国城市垃圾的分类回收和减量化。2006年建设部下发的《中国城乡环境卫生体系建设》中，对于城市垃圾的分类回收、减量化、再利用、再循环进一步作了明确规定。

四、社会整合管理阶段

政府整合管理阶段其实是把垃圾减量化、再利用、再循环仅仅看成政府责任，强调政府的主导(唯一)作用。随着垃圾与日俱增，仅仅依靠政府来实行垃圾减量化、再利用、再循环效果非常有限，在这种形势下，中国开始把垃圾减量化、再利用、再循环不仅仅看成是政府的责任，而是作为社会的共同责任，强调采用经济的、行政的、法律的、教育的手段激励居民和企业自觉实行垃圾的减量化、再利用、再循环。换句话说，中国开始注重强调个人和企业在减量化、再利用、再循环中的责任。

2000年实施的《城市生活垃圾处理及污染防治技术政策》提出，限制过度包装，建立消费品包装物回收体系，减少一次性消费品产生的垃圾;积极发展综合利用技术，鼓励开展对废纸、废金属、废玻璃、废塑料等的回收利用，逐步建立和完善废旧物资回收网络等。这实际上已经强调把垃圾减量化、再利用、再循环作为社会的共同责任，注重采用经济激励政策鼓励企业实行垃圾的减量化、再利用、再循环。

2001年出台的《关于立即停止生产一次性发泡塑料餐具的紧急通知》、《关于餐饮企业停止使用一次性发泡塑料餐具的通知》、《关于加强对淘汰一次性发泡塑料餐具执法监督工作的通知》，实施了淘汰一次性发泡塑料餐具的政策。要求企业禁止生产、禁止使用、禁止销售(即三禁政策)一次性发泡塑料餐具，并根据国家强制性标准，选用各种替代产品，同时注意回收处理。同时还提出，积极开展普法和环保教育，发挥舆论的宣传、监督作用，引导消费者转变观念和消费习惯，增强企业依法进行生产和经营活动的自觉性。这些政策措施反映了政府强化企业和个人在垃圾减量化、再循环中责任的一种努力和尝试[7]。

2002年下发的《关于实行城市生活垃圾处理收费制度促进垃圾处理产业化的通知》提出，具备条件的城市可以按照生活垃圾量计收垃圾处理费。这实际上是试图通过垃圾收费的经济约束来激励居民减少垃圾排放，强调了家庭在垃圾减量化、再利用、再循环中的责任。

2005年，国家发改委下发了《废旧家电及电子产品回收处理管理条例》(征求意见稿)，规定家电生产企业应当采用有利于回收和再利用的设计方案，选择无毒无害物质、材料及可回收再利用材料，在产品说明书中应当提供有关主要材料成分等信息;家电生产企业可以自行进行废旧家电处理，也可委托有资质的处理企业处理;家电生产企业应当向所在地省级资源综合利用行政主管部门提供本企业家电生产种类、生产量、销售量和出口量等相关信息;家电经销商和售后服务机构有义务回收废旧家电，回收的废旧家电应当交售给有资质的处理企业;对经测试、维修后达到旧家电安全标准的，应贴上再利用品标识，出售给旧家电经销商或在旧货交易市场上销售;废家电应在符合环保、安全的条件下拆解，有毒有害物质应当按照国家有关规定，进行无害化处理。这些政策实际上是强调了厂商在垃圾减量化、再利用、再循环中的责任。

2006年，国务院下发了《关于加快发展循环经济的若干意见》，提出建立生产者责任延伸制度，明确生产商、销售商、回收和使用单位以及消费者对废物回收、处理和再利用的法律义务。这再一次明确了家庭和厂商在城市固体废弃物管理中的责任。

·结论和评述

(一)中国固体废弃物管制政策演变的简要总结

在中国固体废弃物管制政策演变的四阶段中，第一阶段的政策主题是城市环境卫生管理，属于垃圾末端治理(即产生后的收集、中转、运输、处理)范畴。同时第一阶段主要强调政府在垃圾末端治理中的作用和责任，因此，笔者称为垃圾末端治理的低级阶段。第二阶段的政策主题是垃圾处理产业化改革，仍然属于垃圾末端治理范畴，但由于第二阶段强调社会(包括企业、个人)在垃圾末端处理中的责任，而不完全是政府承担垃圾末端治理的责任，因此，笔者称为垃圾末端治理的高级阶段。第三阶段是政府整合管理阶段，它不仅强调垃圾末端治理，而且注重垃圾产生前和产生中的减量化、再利用、再循环，即垃圾整合管理(Integrated wastemanagement，IWM)，也称一体化管理。鉴于第三阶段主要强调发挥政府(包括各级政府和相关政府部门)在减量化、再利用、再循环中的作用和责任，因此，笔者称为整合管理的低级阶段。第四阶段是社会整合管理阶段，这一阶段强调全社会(家庭、企业和政府等)在垃圾减量化、再利用、再循环中的责任，笔者称为整合管理的高级阶段。

当然，这四个阶段之间的界限并不是很明显，并不是说一个阶段结束了才转到另一个阶段。相反，不同阶段往往交织在一起，可能一个阶段还在继续进行，另一个阶段又已开始。例如，垃圾处理产业化改革从2002年正式启动，至今还尚未完成，同时垃圾整合管理又已经开始。

中国固体废弃物管制政策的演变可以简单地归纳为责任的转移过程。这里有两个责任:一是垃圾末端治理的责任;二是垃圾整合管理的责任。责任的转移体现为:一是垃圾末端治理的责任从政府向社会转移。例如，垃圾处理产业化改革，这实际上是垃圾治理的责任从政府向社会转移[8]。二是垃圾整合管理(即垃圾减量化、再利用、再循环)的责任从政府向社会转移。例如，制定经济激励政策限制厂商过度包装、加强垃圾循环回收和再利用，鼓励家庭实行垃圾分类收集，提出按垃圾量计收处理费等。中国固体废弃物管制政策的演变及其责任转移过程如图2－1所示。

图2－1　中国固体废弃物管制政策的演变

(二)中国固体废弃物管制政策现状的简要评述

1.中国城市固体废弃物管制政策主要还停留在末端治理阶段，垃圾整合管理水平较低。总的来说，目前中国生活垃圾管理逐步加强，城市生活垃圾基本做到日产日清，环境卫生质量有了明显提高。但是，中国城市固体废弃物管制主要以垃圾收集、中转、运输、处理为主，目前政策实践的重点是垃圾处理的产业化、市场化改革。垃圾减量化、再利用、再循环尽管已经开始受到重视，但垃圾减量化、再利用、再循环的整体水平还很低。

2.在中国城市固体废弃物管制政策中，社会的责任没有得到足够重视。在固体废弃物管制中，我国往往强调政府的责任和作用，而对社会(家庭和企业等)的责任和作用不够重视，尤其体现在垃圾整合管理上。近年来，在垃圾末端治理上，我国已经注重垃圾处理的产业化改革、市场化发展;但在垃圾整合管理上，社会责任还没有得到普遍认同，政府在垃圾整合管理中仍然发挥着主导作用，针对家庭和厂商的激励性管制政策还非常少。这也导致了中国城市垃圾减量化、再利用、再循环水平的低下。

3.中国城市固体废弃物管制以命令控制型政策为主，基于市场的政策使用较少。从发达国家固体废弃物管制政策理论和实践的发展趋势看，一个明显的趋势就是从“命令控制”向“以市场为基础”转变。纯粹的命令控制型政策越来越受到挑战，基于市场的政策(激励性管制政策)越来越得到普遍的应用。然而，中国废弃物管制政策主要还是采用行政性的命令控制手段，而基于市场的政策使用较少。为了有效地管制城市固体废弃物，实现减量化、再利用、再循环之间的协调和平衡，中国需要更多地应用基于市场的政策，形成社会整合管理体系。鉴于此，本书下面各章节着重讨论基于市场的政策。

一般来说，政府管制需求主要源于市场失灵。具体来说，政府管制主要针对三大市场失灵领域问题(史普博，1999):与进入壁垒有关的不充分竞争问题(如自然垄断和串谋)、外部性问题(如环境污染和资源耗竭)、内部性问题(如合约欺骗和纵向制约)。对于城市固体废弃物来说，外部性产生了对政府管制政策的需求。本节从外部性理论切入，先讨论外部性的维度化和垃圾外部性的特征，再讨论垃圾外部性的“公地悲剧”后果和管制政策的理论依据。

一、外部性的维度化与垃圾外部性的特征

(一)外部性的维度化

外部性的概念是西季威克(Henry Sidgwick)和马歇尔(Alfred Marshall)率先提出的，20世纪20年代，庇古(A. C. Pigou)系统研究了外部性问题。从此，外部性得到了经济学家的普遍关注。

萨谬尔森(P. A. Samuelson)和诺德豪斯(W. D. Nordhaus)认为(1999)，外部性是指那些生产或消费对其他团体强征了不可补偿的成本或给予了无须补偿的收益的情形。在鲍莫尔(W. J. Baumol)和奥茨(W. E. Oates)看来(2003)，外部性出现于这样的情况:①某个经济主体(设为A)的效用或生产函数包括了一些实际(即非货币)变量，其取值由忽略对A的福利影响的其他主体决定。换句话说，某个经济主体A的福利直接受到B行为的影响，这种影响是直接的，不是通过市场价格机制的中介而施加的[9]。②其活动影响他人效用水平或进入他人生产函数的经济主体，如果没有以补偿的形式为其活动获得(或支付)等于对他人造成的效益(或成本)的价值量。从外部性概念可以看出，尽管不同学者的表述存在一定的差异，但实质是一样的。简单地讲，当一个经济主体的行为直接影响另一经济主体的效用时，我们就说存在外部性。界定外部性主要基于两点:一是不同经济主体之间由于行为或其后果存在“直接强加”效应;二是这种“直接强加”效应没有得到价值补偿。外部性概念用数学语言可以表述为:

在式(2－1)中，i和α分别代表不同的经济主体，X1i，X2i，X3i，…，Xmi，代表经济主体i的经济行为(生产或消费行为)，Xnα代表经济主体α强加给经济主体i的经济行为，Ui代表经济主体i的效用。这个函数表明，只要某个经济主体i的福利除了受到自己的行为Xi的影响外，还同时受到另一个经济主体α的行为Xnα的直接影响，就存在外部性。

鲍莫尔和奥茨(2003)区分了公共外部性(Public externalities)和私人外部性(Private externalities)，从而拓展了外部性的范畴。如果城市空气受到某个企业废气排放的污染，整个地区的所有居民(而不仅仅某个人或某几个人)都将受到损害，这种外部性属于公共外部性。A将垃圾倒在B的私人院子里，这种外部性属于私人外部性[10]。在笔者看来，这种公共外部性和私人外部性两分法过于简单化。例如，有的公共外部性可能只有一个制造者(Maker)，如某地区所有居民都受到同一个企业废气污染的影响;有的公共外部性可能有很多制造者，如某地区所有居民都受到很多企业废气污染的影响。这里，后者属于纯粹的公共外部性，无论从制造者还是从接受者(Taker)角度看均是这样;对前者来说，从接受者角度看，有一定的公共性，但从制造者角度看，又有一定的私人性。而鲍莫尔和奥茨并未区分外部性的制造者和接受者各自的公共性与私人性，也就是说，他们未考察制造者和接受者各自的数目情况(是少数还是大量)。这里，根据外部性的制造者和接受者各自的数目情况，我们将外部性分为四个维度，如图2－2所示。

图2－2　外部性的维度化矩阵

注:这里用1代表少数，用∞代表大量，这只是为了便于说明而采取的一种简化表述。

在第Ⅰ象限，只有少数制造者，也只有少数接受者，如远离其他居民和厂商的一家钢铁厂排放废气污染另一家洗衣房;在第Ⅳ象限，既有很多制造者，也有很多接受者，如大量农户施用农药化肥影响其他大量农户(农药化肥随雨水、地表水、地下水影响其他农户的生产);在第Ⅱ象限，只有少数制造者，却有很多接受者，如钢铁厂废气污染整个城市空气;在第Ⅲ象限，有很多制造者，但只有少数接受者，如大量农民施用农药化肥污染附近的一个养鱼场。可见，第Ⅰ象限是纯粹的私人外部性，第Ⅳ象限是纯粹的公共外部性，第Ⅱ、Ⅲ象限是介于私人和公共之间的中间外部性。根据外部性维度化矩阵，我们可以建立一个外部性概念的一般表达式，如式(2－2)所示。

这里，经济主体i(i= a，b，c…)的效用Ui受到其他外部经济主体δ(δ=α，β，…，δ)的同一类经济行为Xnα，Xnβ，…，Xnδ(如乱扔垃圾)的直接影响。i、δ分别取1、∞的不同组合时，外部性就处于图2－2中不同的象限。

(二)垃圾外部性的特征

垃圾外部性是指每个消费者或居民抛扔垃圾都对其他消费者或居民强征了不可补偿或无须补偿的成本。这里的成本包括环境污染成本、资源耗竭成本和社会和谐成本(影响社会公平，威胁人体健康等)。而且，垃圾外部性是一种特殊的外部性，其本质特征可以概括如下:

1.垃圾外部性属于公共外部性。垃圾外部性发生时，往往既有很多制造者，也有很多接受者(即i=∞，δ=∞)，位于图2－2中的第Ⅳ象限。当然，有时受垃圾污染影响的也许就是少数人(如居住在垃圾填埋场附近的居民)，此时垃圾外部性位于第Ⅲ象限。但从长期来说，大量居民都会受到垃圾外部性的实质性影响。

2.垃圾外部性属于交互外部性。当i= 1，δ= 1时，制造者与接受者关系明确，一方制造外部性，另一方接受外部性，双方发生单向的直接影响关系。如钢铁厂排放的烟尘直接影响洗衣房。然而，当i=∞，δ=∞时，这种外部性往往不是单向的，而是交互的。在垃圾外部性中，每个消费者都受到其他消费者施加的垃圾污染影响，同时每个消费者又生产垃圾污染，并施加给其他消费者。

3.垃圾外部性兼有消费外部性和生产外部性的特征。从庇古到科斯，人们在讨论外部性的时候，主要关注生产外部性，且主要是生产过程(而非生产结果)的外部性，即厂商生产过程中的副产品(而非主要产品)的外部性。如钢铁厂排放的烟尘直接影响洗衣房洗净衣服。实际上，除了生产外部性外，还存在消费外部性，即Xnα可以是消费行为。一个经济主体的效用直接受到另一个消费者消费行为的影响，这就是消费外部性。对于垃圾外部性来说，垃圾既是消费者在消费(包括购买、使用、处理)中产生的，同时垃圾(如各类包装容器、塑料袋、玻璃等)又是厂商生产的，而且往往消费行为也是厂商引导的，是其营销行为的结果。因此，垃圾外部性既不是纯粹的消费外部性，也并非纯粹的生产外部性，而是兼而有之。准确地说，垃圾外部性既是厂商生产结果(而非生产过程)的外部性，又是消费者消费结果(而非消费过程)的外部性[11]。

4.垃圾外部性具有时空分离的特征。一般来说，生产的外部性具有时空即时的特征，如厂商生产过程中空气污染、水污染的外部性是时间上即时的、空间上直接的。而垃圾外部性不是在企业生产过程中，而是在产品生产出来被消费者消费后显露。因此，从时间上说，垃圾外部性具有时间上非即时的特征;从空间上说，垃圾外部性有空间上分离的特征，即垃圾外部性不一定在厂商生产地点附近显露，而是在产品消费地点(可能在其他地区、其他城市甚至其他国家)显露出来。

5.垃圾外部性兼有代内外部性和代际外部性的特征。在扩展的外部性范畴中，制造者i、接受者δ不仅是个体概念(如代表厂商或消费者)，而且还是整体概念(如代表一个地区、一个国家，甚至一代人)。当i、δ代表地区时，那么垃圾外部性就体现为地区间外部性。当i、δ代表国家时，就体现为国家间外部性。地区间或国家间外部性属于代内外部性。当i、δ代表一代人时，垃圾外部性就体现为代际外部性。例如，当代人的生产或消费行为影响了下一代人的生存环境。本书在第一章垃圾的社会负面效应中已讨论过这一点，这里不再赘述。

二、垃圾外部性的“公地悲剧”与管制政策的理论依据

(一)垃圾外部性的“公地悲剧”

在这个博弈中，每个居民选择gi以最大化其个人效用，假设抛扔垃圾对居民的单位成本为c[14]，则居民i的效用函数为:

最优化一阶条件是:

这就是说，第i个居民的最优垃圾抛扔量随其他居民垃圾抛扔量的增加而递减。n个反应函数的交点就是纳什均衡: g*= (g*1，…，g*i，…，g*n)，纳什均衡的总垃圾量为: G*=。将n个一阶条件相加，得到:

社会最优的目标是最大化社会总福利: Max G［Gv(G)－Gc］，最优化一阶条件为:

其中，G＊＊为社会最优的垃圾抛扔量。比较式(2－6)和式(2－7)可知，G*＞G＊＊。可见，尽管每个居民决定垃圾抛扔量时考虑了对现有垃圾抛扔效用的负效应，但他考虑的只是对其个人效用的影响，而不是对社会效用的影响。因此，最优点上个人边际成本小于社会边际成本。纳什均衡的总垃圾量超过了社会最优垃圾量，社会产生了过多的垃圾，垃圾外部性导致了可怕的“公地悲剧”后果。这也是我国垃圾泛滥的经济解释。

(二)垃圾管制政策的理论依据

庇古认为，外部性发生时，依靠市场不能自动解决市场失灵，需要政府采取适当的政策消除损害，实现社会福利最大化。通过对产生负外部性的经济主体实施征税(税收等于边际损害，即社会边际成本与个人边际成本之间的差额)，就可以实现外部性的内部化。这种税收后来被称为“庇古税”(Baumol和Oates，1988)。

图2－3　庇古税矫正外部性的经济原理

如图2－3所示，横轴代表经济主体A的行为水平，A对社会造成的损害与该行为水平相关。曲线CD是A的个人边际收益(不考虑正外部性情况下，个人边际收益等于社会边际收益)，曲线JK是A行为的社会边际成本。这里暂不考虑A行为的个人边际成本[15]。没有其他外部约束的情况下，A的效用最大化行为将导致其行为水平为OD，此时个人边际收益等于个人边际成本(等于零)。曲线CD与JK相交于F点，此时社会边际收益等于社会边际成本。由此，A的行为水平为OE时，实现社会帕累托最优产出。产出ED是社会过量产出。现在，假设一个公共部门对A行为的外部性进行管制，一个可行的管制政策是对A的行为征收相当于社会边际成本的税收，其效果等价于使A的边际收益变动为曲线MN，MN就是交纳庇古税后的个人边际收益[16]。A的效用最大化行为将导致其行为水平为OE，此时个人边际收益等于个人边际成本，同时，社会边际收益等于社会边际成本，实现社会帕累托最优产出[17]。

以上假设个人边际成本为零，这只是一种特殊情况。个人边际成本不为零的一般情况下，用图形表述就过于复杂，必须引入用数理工具论证庇古税和政府管制政策原理。

没有其他外部约束的情况下，经济个体的效用函数可以表述为:

这里，PR(Q)、PC(Q)分别为经济个体的个人总收益、个人总成本，PR'(Q)、PC'(Q)为个人边际收益、个人边际成本，U(Q)、U'(Q)的个人总效用、个人边际效用。

没有外部干预的情况下，经济个体的效用最大化行为将导致其个人边际收益等于个人边际成本(PR'(Q)=PC'(Q))，即:

现在，政府对经济个体征收庇古税，单位税收为经济个体的社会边际损害(社会边际成本与个人边际成本的差额)，即T= SC'(Q)－PC'(Q)[18]，则经济个体的边际效用变化为:

经济个体的效用最大化行为仍将导致其个人边际收益等于个人边际成本(PR'(Q)= PC'(Q)+ T)，即:

经济个体的总效用变化为:

其中，SR(Q)、SC(Q)分别为社会总收益、社会总成本，SR'(Q)、SC'(Q)为社会边际收益、社会边际成本，U1(Q)、U'1(Q)的征收庇古税后的个人总效用、个人边际效

用。SC(Q)－PC(Q)=∫q0［SC'(Q)－PC'(Q)］dQ为税收总额。

可见，征收庇古税后，经济主体的个人效用最大化行为将自觉地导致其行为水平满足社会边际成本等于社会边际收益(SR' (Q)= SC'(Q))，从而实现社会帕累托最优产出。这就是经济学上垃圾管制的理论依据。

需要说明的是，在垃圾管制实践中，直接的庇古税可能未必完全有效，这是由于:

(1)在以上模型中，庇古税被设定为等于边际损害(T= SC'(Q)－PC'(Q))[19]，但实际上，边际损害往往很难度量，如抛扔单位垃圾的边际损害很难计算。有时甚至纯粹是要“经济”还是要“环境”这样一个两难抉择(Trade－off)问题，不可能用货币准确度量其边际损害。在边际损害信息不完全的情况下，很难准确确定庇古税的额度。

(2)庇古税假设造成损害的经济主体可以明确界定，但实际上制造垃圾外部性的经济主体很难明确、低成本地界定。一方面，垃圾外部性本身属于公共外部性，每个消费者都在制造垃圾外部性;另一方面，产品又是由厂商生产的，厂商也是垃圾外部性的间接制造者。这样，消费者和厂商在垃圾外部性中的责任是难以明确界定的。

(3)庇古税假设经济主体造成的边际损害与其行为水平相关，且相关函数是明确、可度量的，现实中这也很难实现。例如，个人垃圾抛扔量(这是其造成损害的行为水平)不可能低成本度量。即便能够度量垃圾抛扔的数量，垃圾的种类(成分)不同，其边际损害也不一样。显然，抛扔废电池、荧光灯管与抛扔水果皮的损害是完全不同的。同理，个人抛扔垃圾的边际损害与其购买消费行为水平更不能完全相关。

(4)庇古税考虑的仅仅是经济和环境目标，没有考虑公平等社会目标。如果制造污染的经济主体也是社会弱势群体，如低收入者，那么仅仅通过庇古税虽然可以实现经济和环境目标，但从社会公平的角度看，可能不能被接受。

(5)庇古税未考虑交易成本或假设交易成本很低。一旦考虑到政策实施中的交易成本(如执行成本、管理成本和政策失灵成本)，庇古税可能不再有效。

综上，通过庇古税实现社会帕累托最优只是一种理想状况或一般原理，其有效性是建立在若干经典假设基础上的。这些经典假设包括:信息完全对称、监督成本很低、产权明晰、存在一个公正无私的追求社会福利最大化的管制者。当这些经典假设不能满足或违背时，直接的庇古税可能不再有效。此时，需要根据庇古税原理采取一些修正性政策或替代性政策。例如，一些学者提到，押金返还制度在一定程度上就是对庇古税的修正或替代。这一点，我们将在第五章详细分析。

通过以上分析，我们至少可以得出以下三点结论:

(1)垃圾外部性是一种特殊的外部性。由垃圾外部性的具体特征可知，垃圾外部性较其他外部性更为复杂，涉及面更广，后果也更为严重。

(2)必须制定独特化、具体化、精细化、针对性的管制政策以有效矫正垃圾外部性。通过征收庇古税可以实现外部性内部化，这是垃圾管制政策的理论依据，但同时这也只是一般原理。进一步讲，庇古税对于一般的外部性(如点源污染)而言可能是有效的。对于垃圾问题(面源污染)，由于垃圾外部性的具体特征，直接使用庇古税可能未必完全有效，而必须设计独特化、具体化、精细化、针对性的管制政策。

(3)由以上两点可进一步推测，垃圾管制政策的选择空间很广，即可以选择的政策工具很多。但另一方面，垃圾管制政策又比较复杂，任何一种政策工具的有效性都是相对的，效果也有一定的不确定性，这就需要对具体管制政策进行深入分析论证。

分析任何具体、独特的管制政策都必须有着一个明确的视角、模型、路径和方法。也就是说，必须有着一个明确(显在或隐含)的分析框架。这有点类似于库恩(Thomas S. Kuhn)的科学范式。这种分析框架(或范式)的确立无论对于管制政策的理论研究还是实践操作都具有重要的指导意义。我们认为，固体废弃物管制政策分析的基本框架是管制政策—组织反应—管制效应—政策营销框架，笔者称之为PREM框架。下面展开阐述。

一、城市固体废弃物管制政策

考察城市固体废弃物管制政策必须首先分析垃圾生产的全过程。从垃圾生产的物质流看，垃圾生产遵循这样的物质流程:原材料→产品→商品→消费品→垃圾。从垃圾生产涉及的责任者看，垃圾生产物质流程中的责任者依次为:原材料厂商→制造商→零售商→家庭等消费者→垃圾处理处置场(厂)。由于垃圾在不同阶段有不同的物质形式，且有着不同的责任者，因此，在城市固体废弃物管制中，必须针对不同的责任者及其产品形式采取不同的管制政策。对原材料厂商可以采用原生材料征税、再生材料补贴;对制造商可以采用循环补贴、产品责任延伸(或生产者责任延伸)、预收处理费用(或产品消费税、包装税等);对零售商可以采用押金返还制度、产品责任延伸;对家庭消费者可以采用按抛扔量收费、垃圾分类收集、回收补贴;对垃圾处理场可以采用垃圾填埋税、倾倒费。概括地说，城市固体废弃物管制政策可以分为三类:

1.下游管制政策。下游管制政策主要针对家庭和其他消费组织(如政府机构、学校等)。主要包括按抛扔量收费、垃圾分类收集、垃圾回收政策等。

2.上游管制政策。上游管制政策主要针对厂商(包括制造商和零售商)。主要包括产品责任延伸(或生产者责任延伸)、预收处理费用(或产品消费税、包装税等)、原生材料征税、循环补贴等。

3.综合管制政策。综合管制政策既涉及厂商也涉及家庭。包括押金返还制度等。

垃圾生产的物质流程与相应的管制政策工具如图2－4所示。

图2－4　城市固体废弃物管制的政策工具

在城市固体废弃物管制中，哪种管制政策更有效以及如何制定和实施管制政策，这需要对具体管制政策深入分析，以考察管制政策的组织反应、管制效应。下面进一步分析。

二、组织对固体废弃物管制政策的反应

组织反应是微观经济主体(生产组织或消费组织)[20]为了实现个体效用最大化，对固体废弃物管制政策实际采取的积极响应、遵从或消极抵制、反对等行为。研究城市固体废弃物管制政策时，必须考察组织对管制政策的反应。这是因为:

1.任何组织(包括家庭、厂商等)都追求效用最大化，即在现有的内部资源、外部环境约束下通过自身行为调整追求利益最大化。显然，对于固体废弃物管制政策，家庭和厂商也必然采取相应的行为选择(或决策)，如积极响应、遵从或消极抵制、反对等。这亦可以称之为组织对管制政策的策略性反应。

2.基于市场的政策也给组织反应行为留下了一定的空间。一般来说，命令控制型管制政策引致的组织策略性反应空间比较有限。这是因为，命令控制型管制政策对厂商制定统一的标准。例如，要求所有的厂商采用某种特定的设备(材料)，对企业制定统一的控制标准(回收目标、循环材料含量标准、回收率标准等)。与之相对，基于市场的政策是通过经济激励手段刺激行为人的动机，而不是通过明确的环境标准和条款来规范人们的行为。厂商、家庭会视其实际情况制定策略性的反应行为(而不一定完全根据政策期望、政策目标去实施个体行为)。因此，基于市场的政策可能引致的组织策略性反应行为较多。

3.微观主体的个体行为决定了总体行为(如产业行为)，也影响了管制政策的实际效应和相应的营销策略。例如，厂商的生产替代反应可能导致针对特定产品的税收政策无效，厂商对管制政策的激烈反对亦可能成为管制政策实施的障碍。因此，管制政策研究首先关注的不是抽象的总体行为，而是具体的个体行为(如厂商行为、家庭行为)。

下面进一步分析组织对管制政策的反应行为空间。设组织的效用函数为，则:

这里，Xm代表导致垃圾生产的产品(行为)。例如，对厂商来讲，可能是生产不可生物降解的塑料包装，对家庭来讲，可能是垃圾抛扔行为。因此，Xm是固体废弃物管制政策的对象。Yn、Zp代表Xi的替代产品(行为)。其中，Yn是合宜(正面)的产品(行为)，Zp为非合宜(负面)的产品(行为)。例如，对厂商来讲，Yn代表可生物降解的纸质包装，Zp代表更难于生物降解的非塑料包装。对家庭来讲，Yn可能代表垃圾减量与回收行为，Zp代表垃圾非法倾倒行为。t，E分别代表时间和环境变量(包括内外部环境)。

组织的效用最大化行为将实现:

现在，假设政府对Xi制定管制政策(如实施征税)，那么在价格上升、边际收益却不变的情况下，组织可能的反应行为有:

(1)减少产品Xi的生产。当然，在短期或者影响不大的情况下也有可能维持Xi产量不变。

(2)增加替代品Yi的生产。对社会来讲，这是一种合宜(正面)的产品/行为。

(3)增加替代品Zi的生产。对社会来讲，这是一种非合宜(负面)的产品/行为。

显然，反应(1)是正常的反应，这种反应行为对管制政策的实施效果是有利的，也是政策制定者所期望的。反应(2)导致管制政策产生意想不到的正面效果。反应(3)却导致管制政策产生意料之外的负面效果。

三、固体废弃物管制政策的实际效应

管制效应是指固体废弃物管制政策对家庭和厂商实际(而不是宣称、想象、期望)的绩效、效果或影响。这里的绩效、效果或影响，并不是一些微小或细节的影响(或变化)，而是对目标群体或目标区域所产生的重大影响(或变化)。前面的组织反应是从个体层面来讲的，是一个微观范畴。这里的管制效应是从群体层面来讲的，是一个中观范畴。考察管制政策的实际效应，对产业来讲，就是要分析管制政策对产业的实际影响(包括影响对象、影响范围和影响程度);对家庭来说，就是分析管制政策对家庭的实际影响(包括影响对象、影响范围和影响程度)。管制政策的有效制定和合理实施要考察其实际效应，这是因为:

1.外生不确定性(环境不确定性)导致管制效应具有不确定性。任何政策都处于不确定性的环境中，正如奈特(F. H. Knight)所说，在自由社会中，做出任何程度的有效判断或决策总是要承担相应程度的不确定性(Knight，1921)。这里，奈特所指的不确定性就是外生不确定性。外生不确定性具有状态依赖特征，它由环境复杂性决定。例如，市场环境的变化导致管制政策不再有效。

2.内生不确定性(行为不确定性或策略性不确定性)导致管制效应具有不确定性。内生不确定性是由于微观主体的策略性行为而产生的。威廉姆森(O. E. Williamson)最先意识到这一点，他把内生不确定性归结为“机会主义”(Opportunism)，即经济主体为欺诈性地追求微观利益而不惜采用诡计，从而有目的地隐瞒、掩盖、扭曲信息(Williamson，1985)。在城市固体废弃物管制政策中，由于各个组织(厂商、家庭)对管制政策会产生策略性反应行为，不同主体的反应行为还会有所差异(每个微观主体均具有不同且变化的偏好、目标、态度和想法)，这必将导致管制效应具有不确定性。

由于环境不确定性和行为不确定性的存在，管制效应必然存在不确定性。由此，制定和实施管制政策就必须分析其实际效应。在城市固体废弃物管制中，管制效应主要体现在三方面:环境效应、经济效应、社会效应(公平效应)。下面分别讨论。

(一)环境效应

环境效应是固体废弃物管制的直接效应，也是首要效应。在垃圾管制中，环境效应主要指管制政策产生的减量化、再利用、再循环的实际效果。其中，减量化属于源头控制范畴，它旨在减少进入生产和消费过程的资源消耗和废弃物产生量，从源头节约资源使用和减少垃圾排放;再利用有两层含义[21]:对消费者来说，再利用意味着在基本不改变废旧产品形态和结构的情况下继续使用(如废旧包装容器的再利用)，延长产品使用寿命。对厂商来说，再利用则意味着厂商在设计和生产时就考虑延长产品使用时间及回收后再利用。由此，再利用既有末端控制又有过程控制的范畴;再循环属末端控制范畴，它通过物理和化学过程(如焚烧、堆肥等)，使废弃物转化为新的经济资源，并投入生产和消费过程。

分析管制政策的环境效应时须注意:①减量化、再利用、再循环三者有合理比例和平衡。显然，减量化如果过度，也会导致再利用、再循环的下降，这也是无效率的，不能说有良好的环境效应。有时，减量化、再利用、再循环三者之间可能存在一定的冲突，往往需要协调平衡;②减量化、再利用、再循环三者有一定的先后次序。一般来说，垃圾管制要求首先实现源头减量化，其次，垃圾产生后尽量再利用，不能再利用则实现再循环。也就是说，三者的优先顺序是:减量化→再利用→再循环。当然，这只是一般的次序选择，并不绝对。有时，可能首先强调再循环效应。

(二)经济效应

经济效应是固体废弃物管制政策的成本效率(成本有效性)的实现程度。显然，如果环境效应的实现是以巨大的成本效率损失为代价，那也是得不偿失的。垃圾管制要求实现以最低的经济成本获得最大的社会福利，即在实现垃圾减量化、再利用、再循环的同时兼顾经济效率目标。这里的经济成本包括:管制政策的信息成本、管理成本、实施成本，以及管制政策对产业、家庭的损害成本等。经济效应对管制政策的成功十分重要，这是因为，经济效应决定了:①减量化、再利用、再循环实现的度。例如，Palmer等人(1997)研究发现，在1990年美国城市固体废弃物的产量基础上，减量7.5%是最佳的。②减量化、再利用、再循环的比例和平衡。③减量化、再利用、再循环的优先次序。④不同管制政策的比较选择。

(三)社会效应

社会效应主要指管制政策对不同厂商、不同家庭的影响是否存在显著差异，且这种差异是否损害了某个特定群体(通常是弱势群体)的利益。例如，管制政策是否改变了市场结构，导致对小企业不公平?管制政策是否对低收入家庭、人口较多的家庭产生不公平?管制政策是否抑制了落后地区、贫困地区的发展?等等。对于一个面临贫困约束和落后约束的国家，社会效应对于管制政策的社会接受性和成功实施起着至关重要的作用。

在管制政策的环境效应、经济效应和社会效应中:①三个效应有一定的先后次序和侧重点。一般来说，首先环境效应，其次经济效应，最后社会效应。如图2－5所示。当然，这只是一般的(而不是绝对的)次序。有时，对管制政策来说，也许首先分析其社会效应。②不同政策关注的侧重点可能会有所差异。例如，按抛扔量收费的社会不公平问题较小，因此，对按抛扔量收费来说，应主要分析其环境效应(是否刺激垃圾减量化，是否导致大范围的非法倾倒现象)和经济效应(执行成本、管理成本等)。后面第三、四、五章讨论各具体管制政策的效应时，我们主要讨论环境效应，有时也讨论经济效应，社会效应讨论较少。这一方面由于篇幅所限，我们需要更集中地论述废弃物管制政策的环境和经济效应;另一方面，对于一些管制政策来说，其导致的社会不公平问题还不是很突出。

图2－5　管制政策效应分析的思路

四、固体废弃物管制政策实施的营销策略

一般意义上的营销其实是“商业营销”，其对象是“企业的有形产品或无形服务”，营销的目的是“销售”商业产品或服务。这里的营销是政策营销，其对象是“政府的公共政策”，营销的目的是“销售”公共政策。政策营销把公共政策看成一种特殊的产品，是营销概念扩大化后的产物。根据Coffman (1986)，政策营销是为公共服务的设计、规划、研究公众反馈，或者变化、再设计、再实施的一种持续循环的过程。Buurma则认为，政策营销是公共部门利用营销的观念与活动使公共政策获得公众的接受和支持[22]。根据Buurma的观点，政策营销是“顾客导向的政府”应用营销工具使其政策与居民需要相匹配[23]。与Buurma类似，中国学者周月鲁也认为，政策营销是将营销理念运用到公共部门“公共政策”的制定和传播过程中，以保证目标接受者对所出台政策的正确理解与行为接受过程[24]。综上，政策营销可以界定为，将营销理念运用到政策的实施过程中，以确保目标对象对政策正确理解和行为接受的过程。相应的，固体废弃物管制政策实施的营销策略是，为了确保目标对象(厂商或家庭)对政策的正确理解(而不是误解)和行为接受(而不是抵制、反对)，而采取的支持性或配套性方法、对策、措施等。这里，政策营销策略是对公共政策制定者来讲的，是一个宏观范畴。

根据科特勒(Philip Kotler)，对于一般产品来说，营销策略可以概括为4P:探查(Probing)、细分(Partitioning)、优先(Prioritizing)、定位(Positioning)。具体地说:①探查就是市场营销调研。通过开展科学、细致的市场调查，充分了解和认识目标市场。②细分就是把市场分成若干部分(子市场)。不同消费群体的消费心理和消费行为不尽相同，必须根据消费群体的特点将市场划分为若干个子市场。③优先就是在市场细分的基础上选择目标市场。在内部资源有限和外部竞争激烈的情况下，企业必须扬长避短，优先选择经营对象。④定位就是在消费者心目中树立特定的形象。根据市场竞争情况和企业自身条件，为企业和产品在目标市场上确定某种竞争地位，以满足消费者需求和应付同行竞争。一般产品的营销策略如图2－6所示。

图2－6　一般产品的营销策略

城市固体废弃物管制政策作为一种特殊产品，其营销策略与一般产品类似。具体地说，城市固体废弃物管制政策实施的营销策略包括:

首先，充分收集管制政策实施的相关信息。管制政策的实施必须首先确保管制政策本身(包括政策的出发点、政策目标、政策手段等)的合理性和合宜性，这就要求通过广泛社会调查，充分收集信息，分析政策实施的成本和收益。充分收集信息就是一般产品营销策略中的“探查”。

其次，明确管制政策实施的范围与领域。任何管制政策的有效性都是相对的，进一步说，任何管制政策都有其适用领域和适用范围。明确政策范围与领域实际上就是一般产品营销策略中的“细分”。

再次，克服管制政策实施的阻力。管制政策的实施必须确保目标对象(厂商或家庭)对政策的理解和支持。因此:①有必要运用营销理念对特定的对象采取特定的传播、沟通措施以确保厂商或家庭对政策的正确理解，从而克服实施的阻力;②鉴于一些管制政策可能会损害一些群体的利益，有时需要对受损者补偿以克服实施的阻力。这里，克服管制政策实施的阻力应有针对性地选择目标群体，重点针对一部分厂商或家庭实施。它类似于一般产品营销策略中的“优先”。

最后，制定管制政策实施的支持性体系(或配套性措施、保障等)。任何管制政策都不可能孤立地发挥作用;相反，必须存在支持性或配套性政策体系、措施、保障等。例如，按抛扔量收费的有效实施可能需要垃圾分类收集、垃圾回收政策等配套措施。制定支持性政策体系对应于一般产品营销策略中的“定位”。

在政策营销策略的四方面内容中，充分收集信息是管制政策有效实施的前提，明确实施范围与领域是管制政策有效实施的条件，克服家庭和厂商的阻力是管制政策有效实施的关键，制定支持性政策体系是管制政策有效实施的保障。城市固体废弃物管制政策的营销策略如图2－7所示。

图2－7　固体废弃物管制政策实施的营销策略

由于固体废弃物管制政策不再主要依赖直接的命令控制规范行为人(厂商或家庭)的行为，而是主要倾向于采用经济激励手段刺激行为人的动机。由此，家庭和厂商会采取策略性的反应行为，这些反应又会进一步影响管制政策的实际效应。且管制政策的实施需要确保目标对象(厂商或家庭)对政策的正确理解(而不是误解)和行为接受(而不是抵制、反对)。因此，制定和实施管制政策要:首先，从微观上考察组织对管制政策的反应;其次，从中观上分析管制政策的实际效应;最后，从宏观层面进行相应的政策营销。当然，管制政策—组织反应—管制效应—政策营销之间并不是单向联系，而是双向互动关系。例如，组织反应会影响管制政策的制定和实施，政策营销也会影响管制效应。在制定和实施管制政策的过程中，管制政策—组织反应—管制效应—政策营销框架(PREM框架)是一个基本分析框架①。如图2－8所示。下面第三、四、五章都是以PREM框架为分析基础。

图2－8　管制政策的政策—反应—效应—营销(PREM)框架

[1]“别在我的后院”指社区或居民都不愿让垃圾填埋场建立在自家周围。人们都担心垃圾填埋设施的建立可能会对其人体健康和周围环境造成威胁，同时会影响地方形象与房产价值。

[2]参见王建明、彭星闾:《城市固体废弃物规制政策研究综述——推进循环经济的前沿领域》，《外国经济与管理》2006年第9期。

[3]例如，技术标准给企业制定特别的方法有时甚至是特定的设备来配合管制。例如，要求所有的厂商采用某种特定的材料设备。绩效标准对企业制定统一的控制目标，但在实现目标的问题上给企业一些自由度(伯特尼、史蒂文斯，2004)。

[4]具体地说，环卫经营管理重点支持的方面有:垃圾收运与处理、粪便收集与处理、清扫作业;重点支持的基本建设有:城市公共厕所、垃圾及粪便清运与处理设施、维护和其他设施、车辆和设备;重点支持的技术改造有:(1)密闭、压缩垃圾收集车，10吨以上垃圾转运车、道路清扫车、垃圾压实机、翻堆机及密闭垃圾粪便运输船舶。垃圾、粪便处理和综合利用的成套设备。(2)环卫车辆停放、维修、保养场。(3)现代化管理在环卫行业中的应用，如计算机辅助管理等。(4)垃圾、粪便处理及综合利用、新型清扫机具等技术和关键设备引进、消化吸收和国产化。

[5]产业化和市场化是一对既有区别又有联系的概念。产业化对应的是事业化、公益化，产业化的根本是改变原来事业单位的运营方式。市场化对应的是计划体制，它是以效率为目标，以竞争为手段，以价格为基础，按市场经济规律来运营管理城市垃圾(参见:《城市污水和垃圾处理产业化发展及市场化进程调研报告》，2003，http://www. chinacitywater.org/hyfx/scdy/download/6.pdf)。实际上，在现实中，产业化、市场化的概念往往没有明确的区分。很多时候，产业化包含了市场化的内容，或者市场化包含了产业化的内容。

[6]主要内容包括:(1)对社会资本投资的城市垃圾处理项目，当地政府可参照设定合理的投资回报参考标准，确定城市垃圾处理的价格;(2)投资城市垃圾处理设施，项目资本金应不低于总投资的20%，经营期限不超过30年;(3)承担城市垃圾处理设施特许经营的企业，必须具有相应的从业资质;(4)政府对城市垃圾处理企业以及项目建设给予必要的配套政策扶持;(5)鼓励城市政府用垃圾处理费收费质押贷款，筹集部分城市垃圾收运设施的建设、改造资金;(6)各级政府要安排一定比例的资金，用于城市垃圾收运设施的建设，或用于垃圾处理收费不到位时的运营成本补偿;(7)实行产业化方式新建垃圾处理设施时，各级政府应适当安排财政性建设资金用于支持其产业化发展。

[7]当然，三禁政策未必完全有效。根据相关报道，三禁政策实际上形同虚设。

[8]当然，并非完全转移责任，政府在垃圾处理中仍需承担重要责任，如对垃圾处理加强监管。

[9]如果通过价格机制，那么任何一个经济主体的福利都会受到市场上其他经济主体行为的影响。通过市场价格机制传递的“外部性”是“非直接强加的”，有时被称为“货币外部性”(鲍莫尔、奥茨，2003)。“货币外部性”适用于一般均衡模型，我们对此不做研究。

[10]这里假设垃圾污染并未扩散开来，如垃圾还没有污染本地区的地下水从而影响其他居民。在短期静态的条件下，这一假设是合理的。

[11]消费过程的外部性在现实中也普遍存在。例如，汽车在行驶过程中产生的尾气污染和交通阻塞。

[12]该模型借鉴张维迎:《博弈论与信息经济学》，上海三联书店、上海人民出版社，1996年。

[13]这里的效用既包括消费者抛扔垃圾获得个人整洁环境的效用，也包括消费者消费相应产品获得的效用。

[14]这里的成本既包括抛扔垃圾的直接时间、精力、物质(如垃圾袋)成本，也包括间接成本(如产品消费成本)。

[15]在个人不用按垃圾抛扔量付费的现实情况下，这是一个合理的假设。

[16]由于庇古税等于社会边际成本，因此征收庇古税后的个人边际收益等于原个人边际收益减去社会边际成本。即在图2－3中，对任一行为水平，都有TQ= TPST，从而PQ= ST= t。当行为水平为零时，OJ= CM;当行为水平为OE时，PQ= ST= EF。

[17]此时，经济主体A交纳的税收总额为面积OJFE，即MCFE。

[18]单位税收T是不固定的，由公式T= SC'(Q)－PC'(Q)可知，T随着经济主体行为水平的变化而变化。