在环境保护制度中，有一项被称之为“环境保护的刺激”的制度，这一制度开始时主要包括“污染者负担”、国家环境保护的财政补贴、低息或无息贷款、价格优惠、税收优惠等行政措施，到后来，逐步发展为市场化的经济手段的运用，如资源的有偿使用、环境保护合同、排污交易制度等等。在国际上于1998年在美国芝加哥股市开始了“减少温室气体”的证券交易，出现了所谓世界环境服务市场.这些都表明，环境保护中的经济手段得到了广泛的运用，环境资源“服务”交易也已成为世界范围内的环境保护新热点。
但是，仔细考察人们常用的“环境保护的经济手段”，却发现它不是一个法律的概念，尤其不是一项法律制度，正因如此，在我们现有的教科书中很难用一个规范化的制度来表述它的内容，只好借用环境科学或经济学的表达方式。实际上，我以为，所谓“环境保护的经济手段”无非是两类制度的综合：即政府财政收支制度和环境使用权交易制度，前者为典型的公法手段，后者为私法手段。
在此，仅检讨环境使用权交易制度。
一、环境使用权交易制度的起源 环境使用权交易制度起源于美国，这一制度在我国有学者称为“排污交易”。它一直被认为是一项法律化的经济手段，其产生经历了由单项制度到综合性制度的发展过程。
排污交易制度在美国的建立，缘于美国各界对完全采取行政措施的环境保护法的不满，其主要意见为：
（1）环保法对技术改革缺乏刺激作用；环境管理体制对经济增长和变化缺乏灵活性；
（3）在执行环境质量标准中，直接或间接地忽视了经济效益；
（4）国家环保局对点源的控制过于严格和细致；
（5）在制定技术基本规范中，国家环保局对技术问题插手过多. 这些问题表明现行管理体制存在弊端，必须寻求建立在既定的环境目标和过去工作的基础上的管理政策和体制的改革方案。这种改革将使环境政策和管理体制转向市场化的手段，即建立排污交易运行系统。
1986年11月18日，美国政府签发了国家环保局《排污交易政策总结报告书》，并于1986年12月4日正式颁布。这份报告全面阐述了排污交易政策及一般原则，并取代了1979年颁发的“泡泡政策”，成为美国国家环保局在清洁空气法下指导“泡泡”削减污染物的主要依据。
该制度由四个部分组成，它们是泡泡、总量控制、排污补偿和排污削减使用的银行贮存。 1.泡泡 即将一个工厂的多个排放点、一个公司下属的多个工厂或一个特定区域内的工厂群视为一个“泡泡”。
在泡泡内部，允许一些污染源增加排放，而其他污染源则要更多地削减以抵销排放量的增加。泡泡必须将泡泡内部的污染物削减到所规定的基准排放水平以上。
在非达标地区，国家环保局要求只有在此基准排放水平再多削减20%的前提下，才能批准组合泡泡和实行排污交易。 2.总量控制 在泡泡内部实行污染物排放总量控制，并根据国家有关政策和法规，确定泡泡内污染物排放总量的控制标准或污染物的削减总量。
在达到允许的排放总量的前提下，泡泡可以按照实际的技术经济条件，决定内部各个污染源的排放水平和削减水平。在泡泡内实行总量控制，可以充分发挥企业治理污染的积极性，因为它可使工厂企业（而不是政府管理部门）决定如何达到削减目标，从而避免了控制费用高的污染源的过度削减，减少污染控制的总费用。
3.排污补偿 在非达标区，新扩改的项目，必须取得相应的排污削减量以“抵销”或补偿它们本身的排放，这种排污削减量可以在本厂、本公司内部或在泡泡内调剂，也可以通过许可证交易市场或贮存排污削减信用的银行购买。这一政策在保证大气质量标准的实现和维护的同时，允许非达标地区的工业继续得到发展。
4.排污削减量的银行贮存 在排污交易活动中，工厂或公司可以将经过核准的“富余”削减量以信用卡的形式贮存在国家环保局认可的银行中。或以备后用，或通过交易活动出售或转让给其他需要排污的工厂或公司。
排污削减信用的银行贮存，实质上是从法律上承认了工厂企业的“富余”削减量，有利于交易活动的正常进行，避免潜在的法律问题；同时也有利于工业部门发展新的生产工艺和低费用治理技术，并从交易中获得经济效益和环境效益。 排污交易政策较之于泡泡政策的进步在于它的进一步规范化，“它固定了一般的泡泡原则以及在初始达标区域内，即需有达标实证但尚无这种实证的区域内对泡泡的要求；它也要求这些区域内的泡泡在相当于严格的排放限度之外产生趋向达标的进展。
”它“既然明确了国家环保局在所有区域内对泡泡的要求，就应当使环境上合理的各泡泡的拟定、审查及批准都更为迅速并更加可预测。”它不仅扩大了泡泡政策的适用范围，而且进一步明确了排放物交易的几种形式，特别是以法定形式确立了“排污削减信用”，为交易的开展奠定了基础。
根据美国国家环保局的“排污交易政策最终报告”及其附属的“技术问题文件”的规定，在交易政策体系中，最为重要的是建立排污削减信用。设计者认为：排污削减信用是通用的交易媒介或通货。
一般而言，固定的、区域的（面源）或流动的污染源的污染物削减都可以产生排污削减信用。但是，并非所有的排污削减都可以贮存和使用，或任意进行交易。
建立排污削减信用的目的是为了确保清洁空气法的实施，为此，就必须建立一定的确认标准。美国国家环保局认为：只有当排污削减是“富余”的，可实施的、持续的和可量化的，才能被确认具有排污削减信用。
第一：富余的排污削减量。只有当排污削减量不再为
（1）州实施计划中的现行法规所要求；实现州实施计划所要求的削减量和
（3）其他法规所限制，才能被认为是富余的污染物削减量。为了确定富余的污染物削减量，必须首先建立可供计算富余污染物的排放基准。
美国国家环保局认为：任何一个污染源的基本排放量应当是三个因子的乘积，这三个因子是排放速率、容量利用率和运行时间。 第二：排污削减的可实施性。
排污削减必须是可实施的，除了排污削减单位必须具备工程和技术条件之外，排污削减单位还要和环境管理部门签署协议，提交运行记录。 第三：排污削减的可持续性。
只有在排放中持续地削减污染物，才能取得排污削减的信用资格。 第四：排污削减的可量化性。
排污削减量必须是可以定量测量和定量计算的，即可以用排放因子、烟囱试验、实际监测，以及产品或生产参数测量和计算得到定量的排污削减量，鉴定削减前后的排放水平应当用同一方法监测和计算。 当排污削减量具备了上述四种特性时，就可以贮存在国家环保局认可的银行中；银行则为污染源的排污削减信用提供法律上的承认，保证排污削减信用的贮存和流通，为了向环境和排污单位提供最大的保证，避免可能出现的法律问题，国家环保局建立了银行贮存制度，对适于贮存的为排污削减信用的污染物类型，信用的核准，信用拥有者的权利和义务，信用的买卖和流通等方面的都作了详细的规定。
排污交易制度最初在空气污染控制方面适用，后来从钢铁行业建立“水泡”开始，逐渐推广至水污染控制领域和其他领域。90年代，美国在对《清洁空气法》、《清洁水法》的修改中，都确立了这一制度。
其他一些国家也不同程度地接受了这一制度，甚至发展成为世界范围内的一项交易政策. 从以上不难看出，排污交易系统的运行包括三个基本的环节：
（1）某区域或社会愿意接受或容忍的污染程度的公共决策；对产生污染权利的限制与分配；
（3）建立有价买卖排污权的市场。 这样一个交易系统的建立，涉及到的问题是多方面的，《美国国家环保局排污交易政策最终报告》的将这些问题归纳为：
（1）可交易的许可证范围；基准线的确定；
（3）交易价格的初始确定与市场价格；
（4）许可证信用（产生及使用）；
（5）环境效益与经济效益的统一；
（6）交易的通用原则；
（7）对地方政府的审查与监督；
（8）技术性文件。这些问题是建立交易制度所必须解决的问题。
二、环境使用权的确立 我国学者早就注意到美国环境法中的“泡泡政策”或“排污权交易”制度。目前，有矶嘌д咴谘芯恐泄摹拔廴救ń灰字贫取薄5牵钊瞬晃抟晌实氖牵赫庵纸灰椎谋甑氖恰拔廴救ā甭穑课廴救ㄊ且恢质裁葱灾实娜ɡ咳绻诜缮铣腥稀拔廴救ā保癫皇且哉庵秩ɡ峁┍；ぃ绻庵秩ɡ艿搅饲趾Γ挂芯燃谩5苑乐位肪澄廴疚康牡幕肪撤ㄒ；ぁ拔廴救ā保磕衙馐谷瞬骋桑呒弦菜挡煌āＣ康蔽揖痛擞胙д呙翘致凼保蠹乙幢芏淮穑锤纱喔嫠呶遥廴救ú皇欠缮系娜ɡＵ庖换卮鸶橇钊四涿睿缮瞎娑ㄈɡ皇欠缮系娜ɡ鞘裁矗课乙晕虻サ乩斫饷拦盼劢灰字贫炔⒔涑浦拔廴救ń灰字贫取笔谴嬖谖侍獾模梢浴芭盼邸辈⒎堑扔谙碛小拔廴救ā保蛘呷〉谩芭盼坌砜伞币膊坏扔谌〉谩芭盼廴ā薄Ｄ敲矗庵纸灰椎谋甑牡降资鞘裁茨兀课乙晕Ω檬怯苫肪撤ㄋ妨⒌幕肪橙萘渴褂萌ǎ诵鹗龇奖悖医浼虺莆肪呈褂萌ā？
（一）环境使用权产生的前提——环境资源的两种形态 环境作为人类生存和发展的物质条件的总和，其物质性不容质疑。人们通常将对于人类有一定利用价值的物质称之为资源。
环境因其对人类的有用性而成为资源也是没有意义的。但是，在不同的条件下，环境的资源属性的差异性或物质形态的双重性却很少为人们所认识。
我认为，从对环境的资源属性全面把握的角度，深入剖析环境资源物质形态的不同表现形式，是环境使用权得以产生的关键所在。 1.经济形态的环境资源。
通常，我们将对于人类经济发展有用的环境要素称为自然资源.自然资源是人类的劳动对象，是生产力的组成部分，这是人们所熟知的理论。在此，自然资源是经济资源，我们对自然资源的理解具有经济学上的意义，森林可以提供木材、水流可以航行、矿藏可以开采加工……，并且这种意义上的资源还存在着稀缺性和多用性。
正是由于资源在数量和品种上是有限的，资源在用途上是多方面的，才存在将有限资源如何在不同用途上进行最优分配的问题。如果资源不是有限的，人类在任何时候都可以向大自然任意索取，那么就不必研究配置资源问题，任何一种生产过程的投入需求都可以随意获得和得到完全满足。
如果资源不具有多用性，每一种资源只能作为某一种生产过程的投入而不能同时作为其它生产过程的投入，那么也不会存在配置问题，因为这时由于资源用途上的单一性已经固定了资源的投入方向，配置的前提已不存在了。因此，由于资源的有限性和多用性产生了多种利益的冲突，需要通过一定的规则定分止争，这种“以使互不相侵而保障物质之安全利用[11]”的规则就是物权法。
2.生态形态的环境资源。从生态学的角度，环境资源是人类生存和发展必不可少的条件，它与人类通过能量流动、物质循环和信息传递构成共生共荣的生态系统。
在此，环境资源是生态资源，我们对其理解具有生态学上的意义，森林、水流、矿藏都是生物圈必不可少的组成部分，森林可以净化空气、涵养水源、改善局部气候；水流则为水生生物提供生境、参与生态系统的水循环；矿藏是生态系统中岩石圈的组成部分、也是物质和能量的储存库，它的存在对于生态平衡极为重要。作为生态资源的自然环境，具有整体性和自我调节性。
首先它的各个组成部分构成一个完整的系统，任何人不能独占，也不能进行排他性消费；其次，环境资源系统是一个具有自我更新、自我恢复功能的结构系统，在一定的范围和程度内，这一系统具有一定的调节能力，对来自外界比较小的冲击能够进行补偿和缓冲，从而维持其稳定性。环境资源对于人类生存的重要意义使得人们必须考虑它的生态属性，通过建立一定的规则使其得到保护，否则，人类的生存将受到直接威胁。
这种以保护环境资源的整体性、自我调节性为目的的行为规则系统就是环境法。
（二）环境使用权的本质—— 环境容量的物权性 如前所述，环境资源的生态属性包括了两个方面的内容，即整体性和自我调节性。在这两个特性中，整体性已为人们所认识，所以通常人们将环境资源称为公共资源或将环境保护作为公共利益，这一认识是正确的。
也是基于此种认识，一般认为环境资源是当代人和后代人的共有财产，我们有为世世代代保护好地球环境的义务。但是，我们同样也认识到，保护环境并非是消极的保存环境，而是建立在对环境基本生态规律认识基础上的合理开发和利用。
那么，我们对环境资源的开发利用包括那些内容呢？我认为，有两个方面：一是对环境资源的经济价值的开发利用，如人们通常所说的开发森林草原、开采矿藏；二是对环境资源的生态价值的开发利用，如人们所知道的向环境排放污染物以及采取防污措施等等。前者已由现代物权法加以规范，并且在这方面注意到了通过采取科以特别义务的方法 保护环境资源的生态属性问题[12].而后者则未引起足够的重视，事实上，环境资源的自我调节性或环境容量本身就是一种资源，它应该能够为物权法所承认，我在这里用“环境容量使用权”（简称为“环境使用权”）来表述这一权利。
环境使用权是环境利用人依法对环境容量资源占有、使用和收益的权利。这一权利包含如下特性： 1.环境使用权是一种用益物权。
即是以物的收益为标的的他物权，也就是“就物之实体，利用其物，以其使用价值之取得为目的之权利。[13]”它包括对环境容量的占有、使用和收益权能。
2.环境使用权的主体一般民事主体。自然人必须在一定的自然环境条件中生存，人类既是自然界的组成部分，通过其生理作用参与生物圈的物质循环、能量流动和信息交流；同时也为自身生存和发展使用一定的环境容量。
企业在生产经营过程中，在开发利用环境资源的同时也要排放一定的废弃物，使用一定的环境容量。 3.环境使用权的客体是环境资源整体。
环境容量是环境资源的整体调节能力，如我们熟知的水体对一定污染物质的降解能力、大气对一定污染物质的稀释能力、树木的再生能力等等，都是整体调节能力的一部分。有时候，我们也将这种能力称为环境的“自净能力”或“自适应能力”。
按照生态学的最小限制律[14]，环境容量资源不仅是有限的，而且是相互关联的整体。 4.环境使用权的取得方式有两种，即无偿取得和有偿取得[15].至于采取何种方式取得环境容量使用权，一般由环境法加以规定。
同时，依法取得的环境容量可以进入市场进行交易。 5.环境使用权保护的目的保持环境资源的再生或更新能力。
环境资源的再生或更新能力与环境容量两者互为因果，密不可分。一定的环境容量是环境资源具有自我更新或再生能力的表现，而一定的更新或再生能力则是环境容量得以产生的基础，也是环境容量具有持续性的保证。
人类对于环境资源生态性的使用是以永续利用为目标的，环境的自适应性和自我调节功能是资源得以永续存在的源泉。所以，只有保护了环境资源的更新或再生能力才能保护环境容量，对环境容量的破坏，就是对环境资源的更新或再生能力的破坏。
正是在此意义上，我们说环境使用权必须以环境容量为客体，以保持环境资源的再生或更新能力为目的，否则，环境容量是不可能得到持续利用的。 当然，环境使用权存在的前提是环境容量的有限性，这种有限性正是形成市场交易的前提，也是法律建立交易规则的前提。
创设环境使用权的概念是有实际意义的，它一方面可以从法律上明确排污交易的标的，解决长期以来简单地将经济学上的排污许可额市场配置理论中的理论生搬硬套到法律制度中来的问题；另一方面也可以重构环境权与物权、环境权利与环境权力的关系，建立环境法与民法对不同利益的协调与沟通机制，解决通过市场化法律制度防治环境污染和破坏的问题。
三、中国环境使用权交易制度的设计
（一）环境使用权交易的经济分析—— 排污许可额[16]的市场配置 环境污染作为一个典型的外部性问题，不能由“看不见的手”在自由放任的市场经济里解决。强有力的环境管制可能有效地保证环境质量，但这种管制常常有碍于市场经济的运行，缺乏经济效率。
环境费（税）有实际操作上的困难，而产权协商又难于解决公共资源的保护问题。环境资源的生态属性是一种公共资源，谁也无权独占，而且也无法独占。
在这种情况下，只能根据生态平衡的要求，将污染物排放量限定在环境容量之内。此时，这一限定量便是环境管理目标。
为实现这一目标，可以指令管理，也可以采用成本效益方法，使这一限量得到效率配置。或者说，以最低的成本实现环境管理目标。
这里的排污限量，就是量化的环境容量资源，由对环境或对社会福利负责的政府与排污者在市场上明确使用权。产权协商原则无疑可以适用。
但环境使用权权并不是普通意义上的产权，因为政府不是公共资源的所有者，而且该权利也不是根据边际损失或收益确定的。 在60年代末，戴尔斯首先提出了将满足环境标准的允许污染物排放量作为许可份额，准予排污者之间的相互有偿交易[17].70年代初，蒙哥马利率先应用数理经济学方法，严谨地证明了排污许可交易体系具有污染控制的成本效率，即实现污染控制目标的最低成本的特征。
这一体系为政府环境决策机构所采用，始于美国的“泡泡政策”和其后的排污交易政策”，随后，一些国家和地区相继仿效。近年来，不少学者又在探讨建立国际排污许可交易体系，以控制温室效应和臭氧层的破坏，国际上也开展了建立环境交易市场的实践[18]. 1.排污许可额交易机制 建立排污许可额交易体系，首先是排污许可额的明确，然后才是这些许可额的市场交易。
在一个国家或一个地区，一定的自然环境系统有一定的自净能力；污染物对人体健康的影响及对自然环境的破坏，也有一定的阈值。国家环境管理机关便可以根据环境的自净能力和环境阈值，计算出该国或该地区可能允许的污染物排放总量，然后根据这一排放总量，在制定排污许可总额时，将其分解并分配给各个排污单位。
政府在进行许可额初始分配后，便允许各个排污单位进行许可额的自由交易。每个单位可能将所分配的许可额留做自用，也可以在市场上卖掉；如果排放污染的公司买许可额比自己控制合算，它也可能去买而不是自己减少排污。
这时，使污染控制成本最小化的厂商所面临的问题便要考虑自己的控制成本，购买许可额的花费和出让许可额的收益。也就是说，厂商在排污许可市场交易的情况下，自己所应采取的污染控制的优化战略是使污染控制成本与单位排污许可额的市场价格相等。
这样便产生了服从排污总额的情况下双方均受益的交易。这种交易使全社会的污染控制总成本达到最低。
在污染控制成本最小化的过程中，污染物排放总量的确定是独立于市场运作的。所考虑的依据是环境的自净能力和污染对环境破坏的阈值水平。
尽管环境标准在制定时可能参考了污染排放的经济收益和控制成本问题，但排污总量确定与给出是一个以科学为基础的行政过程。各个污染排放单位可能有差异，但总量作为约束条件得到了有效控制。
这样，环境质量控制的行政程序，可因时因地而异，确保环境质量的要求。其优势表现为三个方面：
（1）可以根据季节变化的实际，在不同时间确定不同的许可数额，保证环境质量不受季节变化的波动。可以有效地平衡地区差异。
由于地形、地 貌、气候、生产力布局等因素的差异，需要防止环境质量的局部恶化，政府可以根据不同的空间格局，分配和确定与之相应的排污许可额。
（3）不受经济扩张和通货膨胀的影响。排污许可的市场价格可以变，但排污许可总量是不变的。
这样就不会因新建企业数量增多和货币贬值，而影响环境质量。 但是这种总量控制又不是一般的指令性控制：它并不干预企业的微观经营。
也就是说，政府并不去管哪个企业排放多少，或减少多少，或收多少税。这些都留给了市场。
各个企业的污染减少量，并不受该企业的现实排放量和政府初始分配给该企业的许可量的影响。排污许可交易中起决定作用的是该企业污染控制的边际成本。
企业根据边际成本与排污许可市场价格进行比较，决定是出让还是购买排污许可，以使自己的污染控制成本达最小。这样，无论排污许可在交易前怎样分配，排污许可市场配置的均衡结果是一致的。
从动态上看，排污许可交易与排污费（税）一样，提供一个经常的经济刺激因子，促使企业减少其排放量。因为不论是出让还是购买排污许可，都涉及企业的收益。
因此，减少排污量，也就等于降低了成本或增加了收益。这样，企业就能通过调整生产规模，或改变生产投入因子组合，或改变生产过程，或采用污染控制新技术，来减少污染物排放。
排污许可交易在管理上也有可取之处。首先，政府制定税率或收费标准时，不必去了解企业的污染控制技术与成本；也不需要进行税率或收费标准的调整。
这不仅减少了政府环境管理的费用，而且还有助于减少对生产的干预和经济波动。其次，有利于为人们所接受，采用污染征税或收费，符合效率原则，但对企业来讲，无疑是一个新的负担。
排污许可额在市场交易前，可免费按一定规则分配给企业，更易为企业所接受，调动其积极性，主动配合。 但是，排污许可交易的缺陷也是明显的。
它作为一种成本效益途径有效率特征，但它并不代表污染控制的帕累托最优，有人将其称之为非帕累托最优（non—Pareto optimality）[19].由于排污许可总量的确定不是基于污染的边际收益或边际损失，很可能不是最优污染排放量。政府或环境管理机关在受到环境压力集团或其他利益集团的压力时，决策中所确定的许可总量可能既不反映环境质量保障，又背离优化排放水平。
一些环境问题如有毒化学物质，只能按严格的环境法规来管理，而不存在市场贸易的可能性。而且，许可额的市场交易，也有一个交易成本问题。
所以，它也不是可以完全代替排污费（税）或环境管制。 2.信息与排污许可的初始分配 排污许可额交易有两个至关重要的前提：即参与各方有充足的市场信息和初始分配的公平性。
充足的市场信息从本质上讲是属于市场竞争的必要条件，但对于管理者和交易者，认识获取信息的成本有助于排污许可交易的实际管理与操作。 获取信息的交易成本实际上就是信息费用。
一般而言，这种成本有三类：第一，是基础信息寻求的直接成本。交易者首先要知道谁有或谁需要许可额、排放水平、控制成本、许可额的供给与需求关系等。
这些是交易者所必须具有的市场的基础信息。第二，议价与决策成本。
根据已掌握的基础信息，还要与交易各方讨价还价，协商市场价格，以便作出决策。这一过程也必然会有成本。
第三，监测与执行费用。这是环境管理者可能要做的工作，但对于交易者而言，也需要了解有关情况。
交易者可能找咨询公司或中介人，这样，可能减少信息寻求费用，但交易成本是存在的。 交易成本的存在可能影响整个交易体系。
斯塔文斯的研究结果表明，交易成本对双方都有影响，但这部分费用将主要由污染控制成本高的一方承受，不论他是许可额的出让者还是购买者。这是因为，由于控制的边际成本高，交易成本对交易数量的压抑，使得其污染控制总成本相应提高，因而他对污染控制量极为敏感[20]. 排污许可额交易的另一个前提是许可额的初始分配。
1990年美国在《清洁空气法修正案》中，提出了三类初始分配方案：公开拍卖、固定价格出售和免费分配。国会也对这三种方案进行了辩论，最终确立的是免费分配方案。
拍卖作为与许可交易一致的一种方法，在70年代的理论分析中得到重视，当时所设计的方案多为以拍卖作为初始配置的方式，然后在市场上用户之间进行交易。对政府而言，拍卖的管理和交易成本都不高；对企业来说，他们不仅要承受拍卖的价格，而且还要承受涉及有关信息的交易成本以及对生产影响的风险。
因而在实际应用中，尽管有其理论上的优势，但很少被采用。标价出售与排污费（税）具有相似的特征，实践的阻力主要来自两个方面：一是政府需要了解足够的信息以合理标价，但需支出管理费用并且操作困难；二是政治阻力，企业及一些利益集团会反对这种收费的做法。
应该说，不论是拍卖还是标价出售，均是对污染的外部成本内部化，是对市场价格扭曲的纠正；而且这种收入作为政府财源，也是有益的，因为它不像所得税或营业税那样，不会对市场产生扭曲性影响。但人们对收费的抵触心理，使得这种有偿的初始分配遇到极大的政治阻力。
因而，不论是在美国的实际应用，还是在一些学术讨论中，都认为免费分配更具有实际可操作性。这样不仅企业易于接受，而且免费分配的排污许可额度作为企业的一笔资产，可以在市场上交易，不会影响其效率配置。
紧随而来的一个问题便是：实行免费分配的基础或依据是什么？学者们认为，寻求这一基础，目的并非在于效率，而在于公平。可供选择的依据有很多，大体上可分为三类：成本效率分配、现时经济活动（排污、投入、产出）量和非经济因子。
成本效率分配是根据预测的在完全竞争的排污许可市场上的均衡结果，根据个厂商的控制成本，将相应所需的许可额进行免费分配。一方面，它要考虑各厂商的污染控制成本和预测的均衡需求，具有公平合理的特性；但另一方面，由于这一方法使控制成本低者得到的分配数额少，而控制成本高者得到的许可额多，不鼓励人们采用先进高效的污染控制技术和生产方式，又具有不公平的属性。
政府需要花费大量费用获取信息，而且这种信息还不一定准确。因而其操作难度很大。
现时经济活动量作为初始分配的基础，具有简便易行的特点。这种与排污有关的经济活动量通常可以从四个方面来考察：污染物排放量；导致污染的生产投入要素如煤炭、化肥使用量；污染生产过程的最终产出量以及产值。
一般说来，最为直接的是污染物排放量。因而政府可以根据各企业的现时排污水平，将排污许可额按比例免费分配。
现时的排污水平是企业生产和历史的产物，而且污染损失作为一种外在因子，并非企业所追求的目的，因而以现时污染 量为依据分配，可以说是公平合理的。但是，也有人认为，这样实际上是鼓励了现时排污及企业夸大排污，对于清洁生产的企业等于是一种惩罚。
而且这种方式还有另外一种不公平，发达国家已经污染了环境，况且大量污染源于工业化国家，这样，缺乏工业基础和技术的发展中国家在许可额分配上处于不利地位。在这种观点下，这种分配实际上是对现实不公平的一种合法延续。
非经济因子包括国土面积、人口等。由于部分国土面积如荒漠与污染和经济活动关系不大，不宜作为一般性的依据。
当然可以根据国土的使用情况来分配，但这又会引发出更多的问题。挪威学者克文多克在一个研究报告中，基于伦理学的公平原则及政治上的可接受性，主张按人口的比例来分配排污许可额[21].这一方式对欠发达的发展中国家和地区无疑是有帮助的，工业化国家也不会以效率为理由提出反对意见，因为这些许可额作为一种资产，可以在市场上交易和转让。
它可能对人口控制有不利影响，但由于许可额分配的现实性和人口增长的滞后，这种影响可以忽略。然而，这种方法显然不适于一个国家或一个城市的分配。
人们不会接受哪家企业人多多就应多给排污许可额的主张。 由此可以看出，排污许可额的免费分配，有多种依据可以作为分配的基础，而各种依据都有其公平合理性和不合理性。
在实际应用中，显然要具体问题具体分析，寻求一种切实可行的操作方法。 通过对排污许可交易的分析，可以清楚地发现它作为一种环境管理措施的意义。
由于它兼有行政管理和市场机制的优点，尽管其结果不是帕累托最优，但确是一种具有现实应用可能和可操作性的成本效益方法。对于具有不确定性和不可逆转性特征的环境问题来说，它是一种能够保障环境安全的效率方法。
它对于中国的实际，更具有政策上的优点。
（二）环境使用权交易制度的设计 中国正处于经济快速发展时期，国民经济的高速扩张，使一般的排污收费难以保证环境质量。此外，中国正在向市场经济过度，传统的行政命令不仅缺乏经济效率，而且因体制转换会出现行不通的问题。
以经济刺激为基础的市场途径无疑更能符合现实的需要。而且，在中国现行的环境法制度中已经建立了排污申报和排污许可证制度，这无疑为实行排污许可额交易建立了基础。
在这一基础上，允许环境使用权的市场交易，排污许可体系就运转起来了。事实上，环境使用权交易作为一种环境管理的经济手段，在中国不仅有应用的必要与前景，而且已具有相应的运作基础和条件。
根据以上分析，我认为在中国建立这一制度有两点必须值得注意： 第一，无论是美国实行的排污交易、还是经济学上使用的排污许可额交易，交易的标的就是一定范围内的被量化了的环境容量，等同于环境使用权的客体范围，所以，我将此种交易称为环境使用权交易[22]. 第二，这一制度包括了两个位阶的交易，即代表公共利益的国家或政府与环境使用权人的交易，以及环境使用权人之间的交易；相应地在环境使用权交易中也就形成了两级市场。从美国的实践以及经济学分析的成果可以看出，国家或政府与环境使用权人之间的交易在一级市场进行，无论环境使用权人是有偿还是无偿取得初始的环境容量，它都必须有一个通过政府确定一定的环境基准并按照一定的原则进行环境容量分配的过程。
于政府而言，是一个典型的行政行为；于环境使用权人而言，是获得交易资格的行为。这是一个不完备的市场形态，不可能存在自由的市场交易，但它却是自由交易的前提。
环境使用权人之间的交易在二级市场进行，这是一个完备的自由交易的市场，它的交易价格以及交易规则都应该是市场化的。 至此，我们可以清楚的看到环境使用权交易制度的性质，它是一个公法与私法交错的制度体系。
在本文中，我按照民法原理来设计的环境使用权交易制度主要是二级市场的交易制度[23]，但它也是公法化的私法制度。
（三）制度设置原则 排污使用权交易制度必须遵循一定的指导思想，它的总目标是将污染控制在一定区域的环境总容量之内，它可以从如下方面加以表述[24]： 1.不得引起区域环境质量恶化原则。在总量控制区域内，污染物的排放总量必须低于环境总量控制目标，否则不允许进行交易。
环境使用权交易不能引起区域环境质量的恶化，并非完全排除污染物处理费用高的企业排放污染物造成局部环境影响的情况[25]. 2.治理费用最小化原则。环境使用权交易使环境使用权人富余的环境容量资源化、价格化，促使交易双方降低污染削减费用，也使区域环境污染削减的费用最小化。
3.交易标的的时空折算原则。环境使用权交易应在一定的控制区内进行，在不同的功能区间交易时，环境使用权要对不同区域的环境容量和环境功能的要求进行折算。
如，某一水体在丰水期的环境容量比枯水期的大，因而丰水期可容纳的排放量比枯水期可容纳的排放量大，因而折算的系数可能就高。 4.自愿交易并接受监督管理的原则。
环境使用权交易是市场活动，它当然应遵循自愿、平等、等价有偿的一般规则。但是由于环境使用权人之间的环境使用权交易是二级市场的交易，这一交易的基础是一级市场的行政行为；同时，在二级市场的交易过程中，交易标的的审核、交易指标的折算都需要有关行政部门的参与，因此虽然是环境使用权人的自愿的交易，但也要接受国家环境保护部门的管理和监督。
（四）交易制度的基本架构 一个完善的环境使用权交易制度应由如下内容构成： 1.交易主体。环境使用权交易的主体应为特殊主体，从理论与实践来看，主要是企业[26].企业在其生产经营中需要使用一定的环境容量排放污染物，可以进入一级市场获得初始环境使用权，只有符合国家法律规定的要求，依法取得特定的环境使用权并有富余环境容量[27]的企业才能成为出让者；而受让者则是因为某种原因需要进入一定控制区域或增加环境容量的使用份额的企业[28]. 2.交易的对象。
环境使用权交易的标的是法律所允许享有的、企业合法取得的富余环境容量。包括大气环境容量、水体环境容量等。
它通常是由一级市场根据一定标准确定的一定区域环境自净能力的总量来进行控制的，环境容量具有特定性，它与某一地区、区域的环境状况相联 系。环境使用权人依法在一级市场取得一定的环境容量后，可能因各种原因而出现环境容量的富余[29]，二级市场就是对这些富余的环境容量进行的交易。
3.交易合同。环境使用权交易的二级市场是价值规律作用下的市场，交易应按照市场规律进行，其合同的缔结应遵循合同法的一般原则。
根据这种交易的性质，它应具有买卖合同的基本属性。但由于它的公法化属性，环境使用权交易合同应为要式合同和附条件的合同，其交易双方的权利义务除当事人约定以外，还有管理机关为实施管理而附加的条件。
4.环境容量的筹集。形成交易的条件是有交易双方当事人的存在，可供交易的充足的环境容量以及合理的价格。
因为市场的原因，并非每时每刻都可以进行交易的，往往会出现有环境容量的供应者而无需求者或者相反的情况，也可能出现有较大的环境容量需求者而无一个能够完全满足其需要的供应者的情况。其实，环境容量市场出现与资金市场相同的情况是十分正常的，这就需要象资金市场一样建立一定的筹集环境容量的渠道，包括证券这样的直接渠道和银行信用这样的间接渠道。
5.二级市场的管理。环境使用权交易的二级市场离不开一级市场的初始交易以及国家环境管理机关的管理，但是，又必须保证交易的自由进行。
为此，就必须在该在制度中明确规定在二级市场中环境管理机关的权力权限以及行使这些权力的程序等问题，具体应包括：
（1）确定交易范围的权力；基准线确定的权力；
（3）对市场价格进行调控的权力；
（4）核准交易额的权力；
（5）对交易主体附加限制性条件的权力等。这些权力都可能直接影响交易双方的自由意志，因此，必须设定严格的执行程序以及监督程序。
注释 在我国目前出版的环境法教科书或著作中，都对这些内容有详细介绍。 在美国、日本以及一些发达国家的环境法中，环境保护合同特指排污企业与附近居民通过协商所达成的环境保护协议，不包括政府环境保护部门的行政性质的合同。
参见1998年5月3日的《参考消息》，科技版《环境资源价值几何》。该文称：1997年出售“环境服务”而得到200万挪威元收入的哥斯达黎加在美国芝加哥股市首次抛出减少温室气体证券。
哥斯达黎加总统菲格雷斯和世界银行行长沃尔芬森出席了交易仪式，这意味着开辟了世界环境服务市场，也是1997年11月在日本召开首脑会议以后实施世界气候变化公约的第一件事。日本世界首脑会议通过的一项允许发展中国家向富国“出售”吸收二氧化碳的森林的能力，这将成为发达国家减少温室效应气体的目标之一。
减少温室气体效应证券是温室效应气体排放量的具体体现。在哥斯达黎加，证券是根据该国热带雨林吸收二氧化碳的能力而印发的。
这项叫做“出售空气”的交易构成了一个新市场，哥斯达黎加这个小国通过该市场每年可以从出售二氧化碳的热带雨林能力中得到多达2.5亿美元。哥斯达黎加环境部长雷诺。
卡斯特罗说，到2000年，发达国家减少空气污染的费用将达每吨100美元，而通过像哥斯达黎加提供的环境服务，上述费用可减少到10美元。为了出售环境服务，哥斯达黎加在5.1百万平方公里的国土上促进物种发展，目前该国的森林覆盖率达40.3%. 在此使用的是上海市黄浦江研究室出版的《国外排污交易政策研究（译文集）》中的提法，我并不赞成用“排污交易”来归纳这样一种制度，我认为它应该是环境使用权交易制度，但为了使用资料的方便，我暂时借用这一提法。
参见上海市黄浦江研究室《国外排污交易政策研究译文集》，1988年8月。 “泡泡政策”是自1979年以来在美国清洁空气法中实行的一项排污抵销政策，即在一定的“空气泡”内，新污染源的排污量等于旧污染源所减少的排污量，新旧污染源排污量相抵后的总排污量不得超过该区域的环境容量。
参见李小平 徐鸿德译《美国国家环保局排污交易政策最终报告》。 环境保护贸易自“关贸总协定乌拉圭回合谈判”开始纳入世界贸易的范围，现在已发展成为一项具有生命力和良好前景的“服务性贸易”，在这方面不仅仅是形成了国际性市场，也有一些贸易规则。
参见上海市黄浦江研究室《国外排污交易政策研究译文集》，1988年8月，第24页。 自然资源是指在一定时间、一定地点条件下能够产生经济价值的、以提高人类当前和将来福利的自然环境因素和条件。
参见杨秀苔、蒲勇健编著：《资源经济学》重庆大学出版社1993年版，第12――23页。 [11] 史尚宽：《物权法论》，中国政法大学出版社2000年版，第1页。
[12] 如德国民法典第903条就规定，所有权人在行使权利时必须注意动物保护的特别规定。 [13] 史尚宽 《物权法论》，中国政法大学出版社2000年版，第15页。
[14] 1840年德国化学家J.V.李比西提出的生态学基本规律。它是指整个环境质量，不能由环境要素的平均状况去决定，而是受环境诸要素中那个与最优状态差距最大的要素所控制。
也就是说，环境质量的高低，取决于诸要素中处于“最低状态”那个要素，不能用其余的处于优良状态的环境要素去代替，去弥补。参见《中国大百科全书。
环境科学》，中国大百科全书出版社1983年版，第216页。 [15] 一般认为，支付排污税（费）是有偿取得环境容量的方式。
如在我国，目前并未对自然人的生活排污征收排污费，而对企业排污行为也并未完全收费。 [16] 在经济学上，“排污许可额”实际上就是环境容量的使用权，这一点可以从以后的论述中得到证实。
我以为，从经济学角度将量化的环境容量概括为排污许可额是没有问题的，但作为一项法律制度，将交易的标的称为“许可”或“许可额”却是存在问题的。对此，我在前文已作了说明。
这里，因为使用经济学分析方法，且需要引用经济学的资料，为方便起见，我仍然采用了“排污许可额”的用法。 [17] Dales，Land，water an d ownership.Canadian Journal of Economic，1：791—804，1968. [18] Kverdokk，Tradeable CO2 emmission permits：initial distribution as a justice problem.CSERGE GEC Working Paper 92—135，1992；Luken and Fraas，The US regulatory analysis framerwork：areview.Oxford Revivew of Economic Policy，9
（4）：96—106，1993；Stavins，Transaction costs and the performance of markets for pollution control.Discussion Paper QE93，Resources for the Future，Washington DC.1993. [19] Baumol and Oates，Environmental and Natural Resource Economics，Cambridge University Press，Cambridge.1988. [20] Stavins，Transaction Costs and the performance of markets for pollution contral.Discsslon Paper QE93—116，Resources for the Future，Washington DC，1993. [21] Kverdokk，Tradeable CO2 emmission permits：initial distribution as a justice problem.CSERGE GEC Working Paper 92—135，1992. [22] 在我国，目前立法尚无有关规定，学术界对该制度的认识也各不相同，有的称为排污交易、有的称为排污权交易、有的称为污染权交易、也有的称为排污许可证交易，这些名称虽然都从不同层面揭示了制度的特性，但使人感到不足颇为明显。“污染权交易”提法所存在的不妥我已做过说明，此不赘述：“排污交易”这个名称本身就有问题，“排污”作为一个动词不能作为另一个动词“交易”的定冠词来限定交易：“排污许可证交易”则有误导之嫌，使人误以为这一制度是对许可证的交易。
因此，我以为用“环境使用权交易”能够更为准确地表明这一制度的法律属性。 [23] 关于一级市场的制度设计将另文研究。
[24] 参见操小娟：《现代企业环境责任及其立法问题研究》，武汉大学环境与资源法学硕士学位论文，1999年5月。 [25] 罗 吉《排污权交易简论》，载于《城市环境》1993年第3期。
[26] 因为环境使用权的二级市场是富余的环境容量交易市场，一般是在一级市场的初始分配完成后，由于某种原因有富余的环境容量才进入市场交易。而自然人为自身生存为目的的对环境加以使用，一般情况下不可能有大量的富余环境容量，所以交易发生的可能性不大。
[27] 这是一级市场已经解决的问题，环境使用权的出让者一定是依法取得交易许可的企业。 [28] 它们可能是在一定控制区域的初始分配已经完成以后，才被批准进入该区域的企业或区域内因生产经营扩展而需要新增环境容量的企业。
[29] 可能产生环境容量富余的原因是多方面的。它既取决于一级市场的初始分配原则及环境的本底状况，如一个地区的环境本底状况很好，该地区的企业数量又不多，而一级分配采取无偿分配形式，可能该地区企业一开始取得的环境容量就大大超过它的实际需要，这种情况下的二级市场交易可能是企业的营利手段。
除此之外，它还取决于获得初始环境使用权的企业对环境容量的使用情况，如虽然一级市场的分配由于各种原因趋向紧张，刚好能够满足该地区企业的实际需要，但是，该地区内的企业经过一定的调整或生产工艺技术的改进，降低了污染物的排放量，同样可以产生富余的环境容量。吕忠梅
