环境税的设计

2.2　环境税的设计

一、税基

环境税设计面临的首要问题就是税基的确定。如前文所述，直接针对排污量课税可以较好地实现环境外部成本内部化和促使排污量减少的政策目标。如果征税与排污量之间的联系不紧密，那么将不会对缴税者产生刺激作用，使其实施减少排污量的措施，比如减少能源消费、改进生产技术、使用清洁能源等。因此，只要有可能，就应选择排污量作为环境税的税基。按污染物类型，在各国环境税实践中征收的以排污量为税基的环境税（费）具体包括噪声收费、排污水费、水污染费、污染气体排放费等。

相对而言，点源污染的监测和管理成本相对较低，较适宜针对排污量征税。而对于面源污染，监测排放量有时相当困难，或者成本太高。比如测量行驶的汽车的尾气排放量就很不现实。当某一特定活动的排放物是不同物质混在一起时，进行测量也很复杂。例如，化工业或造纸业排进水体的排放物便是有机物质、微粒以及诸如氯、重金属等化学物质的混合，要对所有这些排放成分征税显然十分困难。

这样就必须寻找某种折衷方案。假定外部效应（污染排放）与企业的产出水平直接相联系，而产出水平与投入（如原料、燃料）有关，则环境税的税基可以是投入，也可以是产出。

比如可以对污染能源进行课税以促进企业实现清洁能源对污染能源的替代。为控制车辆排污，可以选择汽油消费为税基，甚至按汽油中铅的含量对税率进行分等，大多数经合组织国家对含铅汽油和无铅汽油征税标淮不同（如图7.4）。

图7.4　部分欧盟国家含铅汽油和无铅汽油的税差

注：税差＝［（含铅汽油税率－无铅汽油税率）/无铅汽油税率］×100%

资料来源：European Commission，Directorate-general Taxation ＆ Customs Union，“Inventory of Taxes in the EU”，18^thedition。

相对而言，采用燃料税方式管理成本要小很多，有利于促进技术创新和能源替代，并且其征管方式与传统税收征管方式相一致，推行也更方便。

针对污染产品征税的例子也很多，如一些欧盟国家对农药、电池、一般非节能电灯泡、一次性餐具、一次性剃刀、一次性相机、轮胎、塑料制及纸制的袋子的课税等。产品税完全可以在传统的商品税如消费税、销售税等的框架下运作，因此征管成本也远远低于对排污量课税。

总的说来，环境税按税基大致可分三类：原料（燃料）税、产品税和排污税。其中产品原料税是间接与环境损害有关的税，排污税是直接与环境损害有关的税。税基选择与环境损害关联度越大，环境效果越好，但同时它所需要的管理成本也越大。如果污染源十分集中、呈点状分布、数量不多、排放量巨大，对这种污染源的控制，宜采取排污量为税基，如果污染源分布十分分散、数量多、排放的种类又很复杂，则税基宜采用燃（原）料税税基或产品税税基。

二、税率

如前所述，理论上环境税率应体现环境污染造成的边际损害，即社会边际成本与私人边际成本之差。

一种污染物造成的环境损害包括三种情况：

（1）对环境本底的损害；

（2）对环境的功能的损害；

（3）对环境的可使用性的损害。

对环境本底的损害可能在功能上和效用上一时还表现不出来，而一旦表现出来了，则很难恢复和逆转。对使用性的损害则相反，人们调整自己的使用方法就可以使环境恢复原有的可使用水平。在不存在本底损害的条件下，环境的功能损害也是可以恢复的。相对而言，功能和使用性损害的影响层面小、时间短，较易估算；而本底损害影响面大，时间长，估算也较困难。

对环境损害的判断一般是以环境本身的本底状况为参照的，它不以人的主观评价为转移。但是，对环境污染的社会成本的计算最终须以人们的效用函数为依据，以效用为衡量单位，而环境污染造成的对人们的效用的损害显然与人的主观感觉与看法有关，这就更增加了环境污染造成的边际损害衡量和环境税率确定的困难。

虽然如此，仍然可以找到一些参考性的指标来衡量环境污染造成的损失。比如，1918年英国曼彻斯特空气排放污染咨询委员会做过一次调查，通过对比曼彻斯特和附近污染较轻城市工人家庭的洗刷支出，发现曼彻斯特的烟尘污染成本每年达到29万英镑。

在不能准确确定环境污染的边际损害的情况下，一种替代的做法则是以一定的环境目标为依据确定环境税率。起初可以先确定一个较低的环境税率水平，如果不能达到预期的环境目标，再调高环境税率。从较低的税率水平开始也有利于企业有足够的时间进行技术创新，调整工艺流程。但初始的环境税必须大于管理成本，随后应逐步过渡到为确保环境目标的实现所需达到的水平。

在现实中，环境税率往往是相互冲突的目标和利益集团之间妥协的结果。纳税人会施加压力以使税率降到最低，如果征税的目标不从一开始就明确，税务部门和环保部门之间也可能发生冲突。因为一项环境税的环境效果越大，税基缩小就越快，征税所得的收入下降得也就越快。例如，1991～1994年间，瑞典因征收硫税促使燃料油的含硫量下降了40%，结果导致征税所得的收入比预期要少得多：在1991年开始采用这种税收手段时，预期会获得7亿瑞典克朗的税收，但在1994年实际只获得2.17亿瑞典克朗^[8]。在这种情况下，尽管环境管理部门希望选择较高的税率以实现预期的环境目标，财政部门却可能愿意选择较低的税率，低税率可使所获得的财政收入更具可持续性和可预测性。

三、环境税返还制度

环境税返还制度是指对未造成污染的行为所征的税进行返还，这是为实现环境税的优化所必需的补充措施。

由于种种原因，尤其是在生产—流通—分配—消费链的早期阶段课征原燃料税时，可能把那些并未对环境造成损害的活动也包括在税基中。例如，若对矿物燃料在开采环节就征收碳税，当矿物燃料用作化工原料时，不会引起向大气中排放二氧化碳的增加，这时矿物燃料所缴的碳税就应该返还。以非污染用途的税收实施返还制度有利于把税基严格限制于污染活动，消除这种税收可能带来的负面影响。

四、环境税收入的使用

如何使用环境税收入也是一个关键的政策问题。这种收入的用途主要有三种：用于特定的环境改善项目、用于削减预算赤字或用于削减其他税收。

将环境税收入用于特定的环保项目的做法很普遍。从历史上看，这曾是有关国家征收环境税（费）的理由。污水排放费和废物收集与处理费就是典型的这种用途的环境收费。在法国，1992—1996年期间的水费（水排放费和分离处理费）平均达80亿法郎（合16亿美元）。在荷兰，国家和地方1996年征收的废水费估计为19亿荷兰盾（合12亿美元），此外，还要加上地下水费3.3亿荷兰盾^[9]。

指定环境税收入用于环保项目的做法很容易为公众所接受，这首先是因为所缴的环境费以某种可见的形式“返还”给了纳税人；其次，也因为税收的分配对于公众（特别是环保团体）和污染者来说很明确、具有透明性。

但是，指定环境税收入的用途也存在许多问题。比如有可能妨碍政府对其财政支出的构成进行优化，导致一般公共经费不足。更重要的是，排污税的主要目的应是控制污染，而不是为污染控制筹集资金。如果为了获得收入的目的征收排污税，有可能出现政府姑息排污行为的现象。

环境税收入的另一种用途是补偿对其他税的削减。特别是在一些失业率较高的国家，有人提出在征收环境税的同时降低对劳动所得的课税（如社会保障税），这将获得“双重红利”——既能控制环境污染，又会提高就业率。

当然对这种观点仍存在许多争议。环境税对就业所具有的影响很难确定，有的学者坚持环境税首先应被用于环保目的，而不是寻求潜在的“双重红利”。