关于亚洲清洁空气中心亚洲清洁空气中心（CleanAirAsia，简称CAA）是一家国际非营利性组织，致力于改善亚洲区域空气质量，打造健康宜居的城市。CAA成立于2001年，是联合国认可的合作伙伴机构。CAA总部位于菲律宾马尼拉，在中国北京和印度德里设有办公室。CAA拥有来自全球的261个合作伙伴，并建立了六个国家网络——印度尼西亚、马来西亚、尼泊尔、菲律宾、斯里兰卡和越南。CAA自2002年起在中国开展工作，专注于空气质量管理、绿色交通和能源转型。2018年3月12日，CAA获得北京市公安局颁发的《境外非政府组织代表机构登记证书》，在北京设立亚洲清洁空气中心（菲律宾）北京代表处。CAA接受公安部及业务主管单位生态环境部的指导，在全国范围内开展大气治理领域的能力建设、研究和宣传教育工作。报告团队博士中国空气质量项目主任环境研究员万薇卞蕾博士高级环境研究员衷楠环境研究员王思致谢亚洲清洁空气中心在此衷心感谢北京大学张世秋教授对中心围绕成本效益分析开展的一系列工作以及本报告的大力支持、专业指导和宝贵建议。感谢北京大学博士生王彦滢参与报告校稿。特别感谢洛克菲勒兄弟基金会对本期报告的资金支持。For引e言ward张世秋近年来，我国大气污染治理力度之强以及空气质量改善速度之快前所未有。联合国环境规划署代理执行主任乔伊北京大学环境科学与工程学院教授斯·姆苏亚曾这样评价北京的大气污染治理：“世界上还亚洲清洁空气中心理事会成员没有任何一个城市或地区做到了这一点。”在看到成绩的同时，也要看到未来的隐忧和挑战。大气污染及其治理，不仅涉及污染排放及生成特征，更与社会发展阶段、经济发展水平以及产业结构等密切相关。大气污染治理的早期阶段，由于一次排放量大、主要大气污染物浓度高，采取常规减排措施就能带来一定成效。但当大气污染控制进入攻坚阶段，二次复合污染问题突出，污染形成机制与污染控制呈现高度复杂性，空气质量持续改善的难度不断提升。过去十多年在重点行业快速推进的节能减排等措施，推动了整体污染防治及技术变革，比如电力和钢铁行业等已经开始实施了领先于世界的排放标准限值并开展超低排放改造，机动车污染控制也进入“国六”阶段，低成本的节能减排空间及潜力已被利用和挖掘，污染物的持续减排涉及到难度更大的技术创新和结构调整等诸多方面。这意味着未来空气质量改善的边际成本和社会总成本都会高于以往，从公共管理的角度，任何政策不仅要追求有效性，同时也必须寻求以最小代价达成目标的路径和手段。因此，新形势下，必须寻求基于审慎研究和精细管理的较低成本的空气质量改善路径。同时，在中长期的“碳达峰”、“碳中和”目标下，寻求更有效的路径使得减污降碳可以最大程度地实现协同增效，从社会成本和效益的角度对各类对策和措施进行权衡比较，也需要开展综合分析和深入研究。任何行动都有收益和成本，经济决策需要比较二者，环境保护同样如此。从目标选择看，环境质量目标的严苛程度以及达成期限的长短，对社会经济发展会产生不同程度的影响。在目标制定的过程当中，纳入经济分析的视角，有助于帮助识别环境和经济协同发展的目标。从路径选择看，由于不同的污染防治措施和策略的成本差异巨大，不仅体现在具体的控制措施，也体现在不同的污染源、不同空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例区域的差异。例如，进一步控制电厂与控制居民取暖的单位污染排放的增量成本差异很大，相应地，以不同排放控制策略实现同样程度的污染物浓度降低的成本差异也会很大。无论是环境保护目标制定，还是达成目标的路径和手段，都需要进行成本效益分析——不仅包括直接成本效益也包括协同效益和共生成本，以此回应战略、政策、规划和项目的可行性疑问、评估环境管理政策及其目标的合宜性、识别实现目标的最小成本路径，从而推动低社会成本、兼具效率和公平的综合决策。需要注意的是，现有的成本效益分析，很多讨论的是技术效率问题，比如如何通过成本节约和资源高效利用来解决问题。但另外两类重要的效率问题不能被忽视：一是配置效率，即相同资源配置于不同用户、区域、时间等所发生的成本和带来的效益的异质性；二是制度效率或者政策效率。由于不同的制度安排和政策的交易成本，特别是管理和监管成本差异巨大，达成同样目标的制度和政策的成本与效益也会有很大不同。此外，政策实施时机和政策手段选择也会影响到污染控制战略的成本和效益。例如，我们在进行“中国PM2.5污染健康损失的时间变化与空间分布研究”时发现，晚行动比早行动要付出更大的代价。此外，实证研究的结果同时表明，区域、行业、政策以及控制措施的成本和效益差异巨大。这意味着，在大气污染治理的攻坚阶段，不仅要关注配置效率也需要关注制度和政策的效率影响，需要研究更精细的政策来调控，使控制成本相对较低的排放源和区域能够优先控制，进而降低整个社会实现污染控制目标的成本。在成本效益中不仅关注技术效率，同时关注配置和制度效率，也意味着污染控制战略，在优先控制重污染区域的同时，也需要关注健康与经济边际损害更大的地区，包括如何避免“清洁区”的环境空气质量恶化。当前，中国经济从高速发展进入稳态低速增长周期和结构转型时期，以化石燃料为能源消费主体的能源结构还没有发生根本性的转变，同时受到新冠疫情的影响，基于对适度经济增长、保持总体经济健康发展和民众生活水平提升的需要，将使得环境质量改善和经济增长的需求之间的平衡面临更大的挑战。“十四五”是非常关键的转型时期，在强调目标管理和采取必要的命令控制型政策的同时，必须同时发挥环境经济政策的作用，为各主体的行为改进提供持续性激励，使环境保护转化为行为主体的长期内在自觉，如此形成环境治理（governance）的长效机制。尽管我们强调成本效益分析对决策的重要支持作用，但需要特别注意，成本效益分析不是唯一的决策支持依据。决策是一个基于科学认知，包括成本效益分析分析基础上的多方参与和多目标权衡的政治过程。此外，我们在强调大力推进成本效益分析的研究和应用的同时，也要非常清醒地认识到，成本效益分析在当下无论是学术研究还是实际应用方面，还有很多局限性。如何在中国推动恰当的成本效益分析，需要我们在持续的研究和应用中不断改进。正因为如此，很高兴地看到亚洲清洁空气中心在推进成本效益分析的研究和应用方面的持续努力和取得的可喜进展。-2-付璐Foreward1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估引言亚洲清洁空气中心中国区总监自2002年在中国开展工作以来，亚洲清洁空气中心就非常重视结合中国在空气质量管理方面的需求，推动把知识转化为政策和行动，强调政策制定和实施的科学性、经济性以及多相关方的参与。2019年以来，中国处于“打赢蓝天保卫战三年行动计划”实施的关键时期，空气污染治理进入结构减排深水区，我们注意到已经有城市在制定中长期规划时开始评估和考量社会经济成本和效益。为更好地支持中国城市制定成本有效的大气污染防治策略，生态环境部对外合作与交流中心与亚洲清洁空气中心在成都市生态环境局和成都市环境保护科学研究院的支持下，共同举办了第十四届中国城市空气质量研讨会，主题为“大气污染防治中长期规划与经济评估”，旨在推动将经济分析纳入到大气污染防治规划制定过程中，以期实现持续有效的空气质量改善，实现科学决策和优化选择。这次会议引发了不少省市环境管理部门对成本效益分析的关注和兴趣，例如，成都市就在后续的《“打赢蓝天保卫战”三年行动计划》评估中加入了相关分析。此外，我们也编制了成本效益分析方法和工具科普小册子，并在与中国环境报合作的“空气知库”专栏刊载专家观点文章，将经济分析的理念和方法推广给更多有潜在需求的单位和个人。为了进一步呼吁和支持我国决策部门将经济分析纳入到决策考量，以识别和选择具有成本有效性的减排策略和措施组合，促进该领域的知识转化，我们此次推出了空气质量管理的成本效益分析相关领域的一系列知识产出，包括由亚洲清洁空气中心团队编制的本报告《空气质量管理的成本效益分析：国际经验与案例》，以及成本效益分析常见问题集（FAQ）。同时，我们还携手环境经济学领域的研究人员、重点行业的专家联合策划了两个专题篇章，包括重点行业的减排措施成本分析及关键参数、空气污染健康影响的经济分析及关键参数。相关知识产出将在“空气知库”平台陆续发布，并保持专栏的开放性，与合作方一起持续开发和更新相关内容，以推动研究成果共享以及有效应用。我们希望该系列知识产品能为环境管理政策的制定者和技术支持单位的工作提供支持，同时也希望给涉及成本效益分析工作的研究团队提供信息参考。-3-空气质量管理的成本效益分析空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例国际经验与案例目录CONTENTS背景51.美国《清洁空气法案》修订案的经济评估61.1情景设置与分析步骤81.2直接成本101.3健康效益121.4成本与效益比较161.5生态效益171.6宏观经济影响191.7结论和不确定性分析242.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例272.1情景设置与分析步骤292.2达标成本322.3健康效益352.4公共福祉协同效益362.5宏观经济影响与就业影响分析372.6结论和不确定性分析383.欧盟《清洁空气规划》的经济评估403.1情景设置与分析步骤413.2减排成本评估423.3效益评估433.4成本与效益比较483.5宏观经济影响评估503.6创新和竞争力影响51参考文献52-4-背景成本效益分析（costbenefitanalysis，CBA，也被称为费用效益分析或benefitcostanalysis,BCA，效益成本分析），被应用于公共政策分析最早可追溯至19世纪法国的基础设施项目评估。第二次世界大战后，各国面临政府效率低下的压力，开始在重大公共投资中探索有效利用公共财政的方法。这也是新福利经济学诞生的重要标志，并推动了CBA与决策相融合(OCED，2006)。自1970年以来，随着世界银行、经合组织和联合国等相继在发展项目中广泛运用CBA，经济评估方法得到快速发展。CBA逐步在交通和能源等基础设施项目、支持商业和农业等发展项目中发挥核心作用(Kotchen，2011)，也被多方应用于重大环境政策的评估，被公认为是应用最广泛和影响最大的政策分析方法。CBA可用于政策预评估和后评估，前者更为多见，主要是在决策过程中确定政策方案、评估相关方案的成本和效益(Defra，2009)，帮助决策者权衡公共政策的成本和效益(Hartwicketal.，1998)。在环境政策的评估应用中，CBA提供独立的经济分析证据，发挥政策倡导作用(Hutton，2008)、呼吁并推动决策者增加对公共物品的投资，说明和验证环境政策干预的合理性。也就是说，通过“效益验证成本的合理”(“benefitsjustifycosts”)，强调环境治理是一项无悔的选择。作为判断一项政策是否能提高经济效率的首选工具(Kotchen，2011)，除了从经济角度回答一个政策方案是否值得实施，CBA还可以帮助筛选多个方案并实现公共利益最大化，有效促进政策发展和资源配置效率。当政策总效益大于政策总成本时，将产生正的净效益。CBA最常用的决策依据是净现值(netpresentvalue，NPV)，亦即识别出净效益现值之和最大的一种政策方案(Hartwicketal.，1998)。值得注意的是，CBA旨在识别在经济层面上可行的政策方案，而不是确定对环境和社会成果最有利的方案(Workmanetal.，2018)。例如，当开展空气质量标准修订的成本效益分析时，CBA用于评估和筛选是否具有经济性的方案，而不是最有利于人群健康和生态环境保护的方案。本报告将聚焦CBA方法在清洁空气领域关键政策的应用案例和国际经验，介绍针对美国《清洁空气法案修订案》和国家环境空气质量标准、欧盟清洁空气规划开展的成本效益分析，总结其在决策中发挥的作用，分析步骤和评估方法，评估结果和不确定性分析的讨论。-5-1.美国《清洁空气法案修订案》的经济评估1981年，美国政府开始要求任何新法规出CBA分析的步骤和流程，要求对不同法规或政策颁布前必须开展CBA来估算该政策所和政策情景进行分析并识别出经济效益最大产生的重大成本或经济影响。克林顿政府于的方案。为与OMB一致，美国环保局(U.S.1993年进一步细化了针对CBA的相关要求和EnvironmentalProtectionAgency，USEPA)相关法规，并明确了凡每年产生1亿美元以上于2010年发布环境法规和政策的经济分析文的经济效益影响的环境、健康、公共安全、就件，专门针对环境政策的经济分析提供规范的业等政策，以及政府认为有必要的政策，都要技术指导。直至2020年，USEPA提议对CBA开展CBA。程序进行改革，旨在提升《清洁空气法案》相关CBA的一致性和透明度，对开展CBA的条件，2003年，白宫管理和预算办公室(Office关键概念和分析范畴、分析方法、结果呈现等ofManagementandBudget，OMB)出做了进一步阐明和调整。台了所有的公共政策CBA规范性文件，提表1美国政府发布的与CBA应用相关的政府文件年份政策要求1981年里根政府发布行政令首次要求制定重要的联邦法规需开展正式的CBA，以寻求公共政E.O.12291策的净效益最大化。1993年克林顿政府发布行政领对“重要”进行界定，为每年产生经济/效益影响1亿美元以上的E.O.12866政策，包括环境、健康、公共安全、就业等；以及政策认为有必要的政策。2003年白宫管理和预算办公室(OMB)文件所有公共政策CBA的规范性文件，提出如何开展分析，要求对不CircularA-4同法规和政策情景进行分析，识别出净效益最大的方案。2010年USEPA发布环境法规和政策的经济1983年，USEPA开始进行法规政策影响分析(RIA)并逐步形成规分析指南文件范文件，RIA是包括空气质量标准制定和修订等重要决策中的支撑环节，2010年指南专门针对环境政策的经济分析提供规范。2020年USEPA发布条例对CBA程序进行改革旨在提升《清洁空气法案》相关CBA的一致性和透明度。对是否需要进行BCA，关键概念和分析范畴、分析方法、如何呈现结果等进行了明确解释和调整。来源：作者根据美国相关文件整理-6-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估经过长期的方法积累和政策分析应用，美国包括公众健康和福祉以及生态改善效益，以及该在清洁空气政策与标准领域的成本效益分析案例法规对美国宏观经济的影响。USEPA提出评估结和方法范式十分具有参考价值。果也将有助于支持空气污染治理投资的决策，此外，评估工作本身也具有方法实践的示范作用，美国1963年颁布了《清洁空气法案》(Clean促进USEPA开展更多相关政策的成本效益分析，AirActof1963，CAA1963)，是美国关于空气并提升精确性与实用性。质量改善和污染控制的第一部联邦立法，其基础是1955年颁布的涉及空气污染治理的《空气USEPA在1997年提交了第一份评估报告，污染控制法案》(TheAirPollutionControlAct是对1970年至1990年《清洁空气法案》及其of1955)。美国在1970年、1977年和1990年修订案实施的回顾性评估，分析结果显示《清分别对《清洁空气法案》做出了重要修订，现洁空气法案》带来的效益是成本的42倍多。行法案为1990年国会发布的《清洁空气法案修1999年，USEPA又发布了针对CAAA1990实订案》(CleanAirActAmendmentof1990，施的第二份评估报告，是关于1990年至2010CAAA1990)，该法案在改善空气质量方面取得年实施CAAA1990的前瞻性分析，评估结果显了巨大成功，并且在CAAA1990法案（第812示效益超过成本的4倍以上。2011年，USEPA节）中明确规定要求美国环保局(USEPA)定期发布了针对CAAA1990的第三份评估报告，是开展经济评估并编制报告，尤其要着眼于估算针对1990年至2020年法规实施的前瞻性分析，CAAA的效益和成本(USEPA，2011)。致力于评估其对美国经济各个方面的影响，结果显示效益超过成本的30倍左右。评估结果详开展CAAA经济评估的主要目的是向政府决见下表2。策部门、国会和公众提供公开的、全面的、最新的、经同行评议认可的CAAA社会效益和成本的信息，表2《清洁空气法案》及其修订案实施的经济影响分析结果回顾性研究前瞻性研究前瞻性研究1970-1990年《清洁空气法案》1990-2000年《清洁空气法案》1990-2020年《清洁空气法案》直接效益（改善健康、提高能见度和减少直接效益：年均效益1100亿美元，年减排成本为650亿美元对农作物损害）总计高达22.2万亿美元其中1000亿美元为健康经济效益。1990年的美元价值1990年的美元价值实施成本（政策投入和私营部门的减排成年均成本为190亿美元，2010年经济效益近2万亿美元本）为5230亿美元上升至270亿美元/年。其中，NAAQS达标成本占145亿美元。平均总效益超过总成本的42倍以上。1990-2010年净效益估算为5100效益超过达标成本的30倍左右当纳入不确定性因素后，效益成本比范围美元，效益超过成本的4倍为10.7至94.5倍来源：作者基于USEPA三次经济评估文件整理-7-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例1.1情景设置与分析步骤USEPA在评估中对比分析了“有CAAA情景”图2分析步骤与模块和“无CAAA情景”两个情景，并分别模拟了情景开发2000年、2010年、2020年CAAA的实施成本与效益（如图1所示）。“有CAAA情景”反映的分部门行业建模是1990年CAAA颁布后实施的或预期可能实施的减排措施的相关成本与效益，“无CAAA情景”排放估算排放估算指的是根据1990年排放量和排放控制水平的基空气质量模型线情景，同时纳入了经济和人口增长所带来的排补充分析：放趋势变化。健康福利有毒有害空气污染物经济价值生态影响文献综述图1情景设置生态案例研究不确定性分析第二期前瞻研究宏观经济模型第一期前瞻研究回顾研究效益-成本比较来源：USEPA，2011排放量CAA前图3分析步骤与不确定性A无CAAA分析设计CAA后BC情景开发有CAAA排放模块情景不确定性开发分部门排放量（使19701990200020102020时间PM/死亡率空气质量C-R不确定性模型-标基线用RSM）来源：USEPA，2011基于专家咨询和准污染物不确定性分析（BenMap)成本其他方法物理效应-C-R和评估分析臭氧/死亡率评估模拟模型直接成本C-R不确定性评估单一与合并函数本节将以第三次评估为例，介绍成本效益分析方法在CAAA经济评估中的应用，因为本次评VSL不确定性估在此前评估的基础上对于信息、数据进行了更替代分布新，对评估方法进行了完善，并且进行了更全面的不确定性分析和定量分析。效益成本比较来源：USEPA，2011-8-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估评估大致分为六个主要步骤（如图2和图3其中，排放估算覆盖的主要污染物包括所示），包括：（1）排放估算；（2）直接成本（也PM、SO2、NOx、CO、VOCs（氨排放不是评估即减排成本）估算；（3）基于排放量模拟空气质的对象污染物，但其作为参数输入空气质量模拟量趋势；（4）健康效益和生态环境效益评估；（5）模型），覆盖的主要排放源包括：电力行业、非清洁空气的经济效益评估；（6）对比分析与不确电力工业点源、移动源（在用机动车）、非道路定性分析。移动源、以及面源（表3）。表3主要污染物的来源类别来源类别举例符合CAAA排放大幅减少的污染物发电机组(EGUs)非电力工业点源发电公用设施NOX,SO2移动源锅炉，水泥窑，工艺加热器，涡轮机NOX,VOC,SO2,PM10,PM2.5非道路移动源公交车，汽车，货车（通常在道路和地铁上运行的来源）NOX,VOC,CO面源来源：USEPA，2011飞机，建筑设备，草坪和花园设备，机车，船用发动机NOX,VOC,CO农业耕作，干洗，露天焚烧，野火NOX,VOC,PM10,PM2.5-9-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例1.2直接成本法案对经济的影响包括多个维度和层面，最位成本和存量来计算减排成本。例如，针对非道直接的影响就是因法案实施而直接产生的减排成路移动源的减排成本基于USEPANONROAD模本(directcost)，而直接成本又会间接影响到生型，将单位成本估算乘以特定年份的车辆/设备产方式、研发、投资、生产力、就业和消费等，销售和燃油消耗即可估算年化成本。也会借助产业链和社会经济关联对宏观经济产生全面影响。CAAA1990的评估估算了年均直接基于最小成本优化路径的成本评估法包括减成本(directcost)，也就是企业投入减排带来的排目标优化和达标优化两种情况。减排目标优化成本(privatecost)增量变化，包括减排措施与主要应用于电力行业，采用USEPA的综合规划技术的投入、运营和维护成本等。在此基础上，模型(IntegratedAssessmentModel，IAM)估算USEPA也将直接成本纳入到宏观经济影响分析电力行业的减排成本。IAM模型的主要作用是用模型中，评估社会成本和整体经济影响。需要注来评估和识别，在达到CAAA的排放总量控制要意的是，宏观经济影响分析也包括社会效益，例求下，电力行业在特定时间段内能满足能源和峰如劳动力供给增加给社会经济发展带来的益处。值需求的最低成本策略，包括电力行业的NOx、本节将介绍直接成本的评估，宏观经济影响分析SO2、汞等污染物的减排成本。另见后文。此外，USEPA还基于最小成本法估算和识别评估方法：单位成本法与优化成本法了各州的臭氧达标成本和最优路径。在臭氧未达标区域，USEPA在模拟情景中考虑了最佳可得技USEPA采用了两种方法评估直接成本，术(ReasonablyAvailableControlTechnology，分别是基于设施减排成本的单位成本法(CostRACT)和I/M制度的应用，并基于最小成本法EstimatesBasedonUnitCosts)和基于优化减去识别需要采取的额外的达标控制措施。值得注排路径的优化成本法(CostEstimatesBasedon意的是，USEPA估算的O3和PM2.5的达标成本Optimization)。前者是基于法案要求的特定减排指的是未达标区域的已识别措施和技术的总成措施/技术要求来计算单位减排成本；而后者则本，并基于成本分析结果为前体物(SO2、NOx、是在特定目标下，基于成本最小化的减排路径来VOCs)单位减排成本设置了阈值（约为15000计算成本。美元）。也就是说，高过单位成本阈值的减排措施是不具备成本有效性的，因此各州空气质量管在单位成本法计算中，减排成本数据来自于理部门应该致力于寻求更具有经济性的未识别措USEPAAirControlNET数据库的成本数据库，其施来实现减排目标。例如，加州南海岸空气质量优势是将减排技术和措施的详细数据与USEPA管理局(SouthCoastAirQualityManagement的国家排放清单相结合，可以基于排放设施的单District,，SCAQMD)估算的每吨前体污染物减排成本阈值是16500美元，当高于这一水平时，-10-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估当局会对减排措施进行更详细的成本有效性分析敏感性分析与不确定性分析(Costeffectivenessanalysis，CEA)和经济影响分析。USEPA在对CAAA1990的直接成本分析中纳入了定量敏感性分析，分析对象涵盖未识成本估算中的其它因素：学习效应与成本别措施成本、机动车销售量和燃油效率、I/M测节约试的失败率、默认学习率等。同时，USEPA也对评估方法不确定性开展了定性分析，包括经大量研究结果表明，随着时间的推移，特定济增长、生产力影响、技术创新等带来的不确减排措施和技术会产生持续的经验累积并日趋成定性。熟，由此带来单位成本的下降(JohnM.DuttonandAnnieThomas，1984;DennisEpple，Linda对经济增长的高估或低估将会直接影响年减Argote，andRukminiDevadas，2000;PaulL.排成本的高估或低估。而关于生产力影响，经济JoskowandNancyL.Rose，1985)。研发回报、分析研究文献中关于环境规制和减排措施对工业外部行业的生产力溢出(productivityspillovers)、生产力影响的结论不具有一致性，有些研究表明规模效应、技术成熟带来的效率提升等是带来成减排对生产力会造成不良影响，而有些则发现规本节约的主要驱动因素。CAAA1990的第三次评制将激励生产力提高，评估报告分析了这一维度估纳入了减排措施经验积累(costsavingsfrom的不确定性。"learningbydoing")带来的学习曲线效应(learningcurveeffect)的理念。此外，评估报告也讨论了一些难以量化的多重影响，例如机动车排放控制可能会降低机动车尽管很难识别外部技术变化的学习曲线效应，性能，但会产生节油效益。低VOCs涂料产品可并且分开评估学习效应和技术变化这两个因素会能会影响使用性能，但同时带来极大的室内空气致使结果被高估，当时的大量实证研究也已经量质量改善和健康效益（健康效益评估中不包括此化了不同技术和行业的学习率(learningrate)，项，仅考虑室外空气质量影响）。表征为技术累积生产量每翻一番的成本下降百分比。在CAAA成本评估中，USEPA根据实证研究CAAA在技术创新层面发挥着重要助推作用，文献中的学习率来不断调整学习曲线，继而识别但成本评估中仅纳入了现有技术升级的学习曲线了电力行业SO2、NOx减排技术的学习率。针对效应，而忽略了技术创新的影响。这意味着成本缺乏实证研究的机动车排放控制技术的学习率，评估可能会高估减排成本，因为未识别措施中的USEPA利用机动车生产的学习率来转化替代。而突破性技术创新将大幅降低成本，带来更多的成对于受CAAA影响的其他技术和行业，则统一采本节约和更大的社会效益。此外，实施减排的行用科学委员会推荐的默认学习率（10%）。业会改变其生产过程中的各种投入组合，以达到减排成本最小化，这种投入替代效应也没有在分析中体现。-11-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例1.3健康效益评估中涵盖的是“有CAAA”情景相比“无健康影响评估的终端CAAA”情景，其健康终端影响的预期发生概率的变化，从而评估CAAA1990实施的健康效益。CAAA1990实施的效益主要来自于因PM2.5具体来说分为以下步骤：和O3暴露减少而带来的健康效益，其健康影响包括可量化和货币化的部分，也包括不可量化的影（1）采用CMAQ模型来开展暴露评估响。如表4所示。(ExposureAssessment），模拟和预测2000年、2010年和2020年两个控制情景下的空气质量变暴露反应关系化，作为BenMAP模型的一类参数；流行病学研究为评估空气污染的健康影响（2）采用BenMAP模型基于健康影响函提供了关键的暴露反应关系系数，作为评估数评估健康效益。健康影响评估的函数有四个中的一项关键参数，相关研究的不确定性和参组成部分：潜在受空气污染影响的人口规模和数选择也将给健康效益评估带来相应的不确结构；健康影响的基线发病率/死亡率；暴露定性。USEPA进行了一项专家调查(expert反应关系函数(concentration-response(C-elicitation)研究，旨在更全面分析不确定性的R)function)；污染物浓度变化（来自步骤1）。来源和影响，最终在选择参数时以“寻求全面性、（3）将可量化的健康影响进行货币化。表4O3和PM2.5人体健康影响污染物可量化和货币化的健康影响不可量化的健康影响PM基于评估工作时期的科学发现积累O3短期和长期暴露的过早死亡率、慢性和急性支气管炎、亚慢性支气管炎、低出生体重、肺功能、来源：USEPA，2011呼吸和心血管疾病住院、哮喘急诊、非致命性心肌梗非慢性支气管炎的慢性呼吸道疾病、-12-塞、下呼吸道症状、轻微限制活动天数、缺工天数、形态变化、宿主防御机制改变、癌症、哮喘人群的症状加重、哮喘人群的上呼吸道症状、婴非哮喘呼吸疾病急诊、紫外线暴露儿死亡短期暴露造成的过早死亡、呼吸系统疾病住院、哮喘心血管疾病急诊、哮喘发作、呼吸疾急诊、轻微限制活动天数、缺工天数、缺课天数、户病症状、慢性呼吸系统损伤、对刺激外工作者生产力的高反应、肺部炎症、肺部过早衰老、急性炎症和呼吸细胞损坏、增加呼吸道感染易感性、紫外线暴露1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估科学性的平衡”作为准则，确定了以下10条筛但是，关于O3长期暴露和死亡率关联的队列研究选原则（表5）。非常有限。O3暴露的健康风险健康效益货币化关于O3污染健康风险的流行病学研究主要集USEPA在环境政策的成本效益评估中选择采中在短期暴露和死亡率之间的关联。多城市研究用支付意愿法(willingness-to-pay，WTP)得出(NationalMorbidity,Mortality,andAirPollution的统计寿命价值(valueofstatisticallife，VSL)将Study，NMMAPS)最具权威性，揭示了大城市健康效益货币化。USEPA认为基于支付意愿法是的多种污染物（包括O3）和日死亡率之间的关联可行方法中可恰当衡量“规避不利影响的价值”，(Sametetal.，2000)。USEPA还开展了3个荟萃也即“环境质量改善的效益”的方法。例如，假分析(meta-analysis)来识别O3暴露的死亡风险，设特定污染水平的降低使每个暴露的个体的死2009年的一项研究(Jerrettetal.，2009)揭示了亡风险降低1/100,000，那么相应的健康效益则O3长期暴露和呼吸疾病过早死亡之间的关联性。是在每100,000人中预计过早死亡人数会减少1表5不确定性筛选原则考虑因素建议原则同行评议优先选择同行评议的研究研究时间长期暴露影响（例如，超过一年或更长时间）的研究优先选择前瞻性队列研究，因其可以更好地控制个体水平混杂变量。人口分布尽量选择覆盖更广人群的研究，需要涵盖人口异质性（包括敏感人群），在可得的情况下优先样本规模选择多城市研究。研究地区优先选择样本量更大的研究污染物优先选择本土研究颗粒物粒径当评估涵盖多种污染物（颗粒物、臭氧）的健康影响，则需要选择包含相应污染物的研究，选择单一污染物模型并进行结果加总可能会造成重复计算。货币化优先选择PM2.5的研究来评估颗粒物健康影响，当不可得时用PM10替代健康终端一些较难货币化的健康影响则不进行货币化，如上表所示来源：USEPA，2011尽管不同健康终端是分开计算影响的，但是选择时应谨慎避免重复计算-13-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例例。如果平均个人消除这一风险的WTP是50美Kniesner,W.KipViscusi,andJamesP.Ziliak，元，那么避免过早死亡风险的VSL是50美元x2010)。因此，评估中采用的WTP值可能存在100,000人口=500万美元。高估，但是由于缺乏更多研究支撑，评估团队未对其进行调整。大量研究结果揭示了空气污染对不同年龄和健康状况的个体影响存在差异，例如老年人、儿童、PM2.5暴露与过早死亡发生率之间存在时间滞患有呼吸道疾病和心脑血管疾病的人群更为敏后（注：臭氧是基于短期暴露影响的评估，因此感。理想情况下，健康效益货币化需要反映出这没有滞后性），污染下降带来的健康效益在评估种异质性，也就是说敏感人群可能会为了提高生的20年间的分布是不均匀的。根据科学委员会的存机会而具有更高的WTP(Jones-Lee，1992)。建议(CouncilHES，2004)，30%的死亡风险规但CAAA1990的评估没能将体现这种异质性的避会发生在第1年，50%发生在第2年至第5年，“存活曲线法”(survivalcurveapproach)应用到其余20%则发生在第6年至第20年。因此，在评估之中。评估团队考虑过是否要基于年龄来调将规避未来风险的支付意愿用于现值计算时，需整VSL，但是在当时的VSL研究文献中，没有要进行贴现，采用的是5%贴现率。足够证据支持VSL估值和人群年龄的直接关系(Hammitt，2007;AldyandViscusi，2007;and评估结果显示，在CAAA1990控制措施之下，Krupnick，2020)。2020年PM和O3的暴露减少将避免23万例过早死亡（占美国总死亡率的16%），估值为1.8在CAAA1990的评估中，评估团队基于万亿美元（2006年美元）。26个政策相关的VSL研究结果得出的VSL均值为740万美元（2006年美元价格）。这26除了规避过早死亡是效益评估中常见的项研究中有5个研究使用的是条件价值评估表达方式，另一种更准确的表达是减少暴露(contingentvaluation，CV)研究（直接向实验人群的死亡风险，也就是挽回的生命(lives对象询问WTP），其余的则是采用工资风险研saved)。换句话说，衡量清洁空气政策健康究法。工资风险研究法是利用劳动力市场中死效益的另一个指标是由于降低死亡风险而延长亡风险大的职业工资更高的现象，通过回归分的寿命年数，亦即人均预期寿命(yearsoflife析控制其他变量，找出工资差别的风险原因，expectancy)的提升。USEPA也基于人口模型，进而评估VSL。计算了CAAA1990实施带来的预期寿命变化，结果表明，2020年美国因实施CAAA1990的基于避免过早死亡的支付意愿所估计的效空气污染控制措施可挽回2200万寿命年，主要益，在健康效益中占极高比例，CAAA的两次前集中在60岁以上的老龄人口群组，并且随着减瞻性评估结果都是如此。这一方面反映了人们排成效加强，30岁以上人口的死亡率也将逐步对过早死亡风险的重视，同时，对研究结果的不降低。到2040年，美国30岁人口的预期寿命确定性也存在广泛争议。其中，一个重要的不确年总共增加了近1年。定性的来源是风险程度差异，CAAA1990带来的死亡风险变化程度要比WTP研究中假设的风除了对死亡风险的价值评估，USEPA的健险变化程度大。而有研究认为，个人为降低死康效益分析中也包括对疾病风险价值的货币化。亡风险而增加的支付意愿随着风险增量的增加USEPA在对疾病风险的价值评估中同样使用支而下降，但下降的速度是不确定的(ThomasJ.付意愿法(WTP)进行价值估算。从经济角度来看，一个人为避免某种不利影响而愿意支付的-14-金额是衡量该不利影响价值的适当指1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估标。例如，避免呼吸道疾病症状的价值可以用个人为避免该症状的支付意专栏愿(WTP)来表示。对于无法在市场上直接购买的商品，例如健康或疾病风有毒有害空气污染物险的降低，无法直接通过市场价格观（HAPs）减少的健康效益测它们的价值。一种常用的估值方法是通过观察起到类似效果的市场化商除PM2.5和O3暴露减少带来品的销售和价格来对其进行估值，例健康效应之外，评估报告首次对如通过医疗保险的购买来推断人们规CAAA1990条款下空气毒物(HAPs)避疾病风险的偏好。此外，也可以使控制措施——收严HAPs排放标用问卷调查的方式直接询问人们的支准并要求采取最佳可实现控制技付意愿(WTP)。USEPA在评估中尽术(MaximumAchievableControl可能的使用了文献中估算出的WTPTechnology,MACT)减少排放，所均值。在WTP不可得时，则使用治带来的健康效益进行了案例研究。疗与减轻相关疾病的费用作为替代估USEPA估算了美国化工重镇休斯敦值。地区因苯排放控制减少的白血病病例数（包括致命与非致命的），结例如，在估算住院的经济成本时，果表明，1990年至2020年期间，USEPA使用医疗费用作为避免该健康实施CAAA将规避4例白血病；致负面影响的经济估值。这种基于疾病命性健康效益估值为890万-1300成本法(COI)的估值倾向于反映治疗万美元，非致命性健康效益估值为的直接成本，而非个人福祉的变化，40万-410万美元（2006年美元）。通常会低估健康负面影响的真实值。该案例的局限性是没有量化苯的其USEPA评估中对大多数环境效果的评他健康影响（比如，霍奇金淋巴瘤价会使用一系列值并汇报平均估值。和非霍奇金淋巴瘤），以及实施移USEPA的健康效益分析显示，健康效动源HAPs控制条例减少了苯排放益货币化价值主要由过早死亡组成，所带来的健康效益。疾病货币化估值仅占过早死亡估值的不到5%。-15-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例1.4成本与效益比较在直接成本核算结果中，纳入分析的成本指CAAA成本评估中采用5%的贴现率，对污染控标是总成本现值，包括2000年、2010年、2020制设备预期寿命内的投资成本进行年化并估算现年的年化成本(totalannualizedcosts，TAC)。值（表6）。表61990年CAAA的货币化效益和成本评估（2006年美元价值）货币化直接成本2000年年估值2020年估算现值中心值2010年1990-2020年200亿650亿货币化的健康效益530亿3800亿低值900亿2500亿中心值7700亿1600亿2万亿1.4万亿高值2.3万亿1.3万亿5.7万亿12万亿3.8万亿35万亿净效益（效益减去成本）700亿1900亿低值7500亿1100亿1.9万亿1万亿中心值2.3万亿1.2万亿5.6万亿12万亿高值3.7万亿35万亿5:14:1效益/成本比率（BCR）39:13:131:14:1低值115:125:188:132:1中心值72:192:1高值18万28万33万无规避每例过早死亡的成本中心值来源：USEPA，2011-16-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估1.5生态效益CAAA1990的第三次评估主要针对以下几评估中选择了马铃薯和软质木作为代表性的农作个层面的生态效益进行了定量分析：近地面臭氧物和林木树种，评估了因污染降低而避免的减产暴露减少带来的森林、农作物增产效益；降低情况。需要注意的是，因为土地拥有者从事农林PM浓度提高了休憩和住宅的能见度的效益；以种植和经营的首要目的是利润最大化，农林作物及减少酸沉降带来的建筑和结构材料损失减少。产量变化将影响商业物种种植的分布情况。土地USEPA采用CMAQ模型用于模拟两种控制情景拥有者可能将农林作物转移到对污染较低的地区，下的酸沉降、氮沉降、臭氧污染水平的变化，并或在该污染地区替换其他作物和树种，以规避产评估其生态影响（表7）。量损失。这种适应性行动会进一步改变农作物和商业树种的供给和需求，致使消费者的福祉、以农业和林业产量影响及农业和林业行业的变化。在生态系统中，近地面O3浓度上升会损害植评估团队利用气候经济办公室所资助研发的物健康生长，并导致农业和林业减产。USEPA在森林和农业行业优化模型(ForestandAgricultureSectorOptimizationModel，FASOM)，评估公表7主要污染物及其生态影响污染物主要污染物和前体物急性效应长期效应酸沉降硫酸、硝酸对植物叶子和水生生物的直养分淋失导致土壤质量恶化前体物（SO2、NOX）接毒性作用森林健康状况下降地表水酸化湖泊和溪流的酸中和能力下降增强有毒金属（铝）对水生生物的生物利用度氮沉降氮化合物（例如NOX）陆地生态系统氮饱和而造成营养失衡和损害森林健康沿海河口氮排放导致富营养化改变全球氮循环臭氧对流层臭氧对植物的直接毒性作用全生态系统能力流动和养分循环模式改变前体物（NOX,VOCs）社区变化HAPs汞、二噁英对动物的直接毒性作用生物地球化学循环中的HAPs保护和食物链积累亚致死影响来源：USEPA，2011-17-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例共政策对农业和林业的福祉和市场影响，并用于说，能见度提高10%，每个家庭的年WTP估值气候和生物燃料政策分析。该模型模拟了土地管的范围在14-145美元，平均估值为69美元。评理和土地分配决策的生物物理和经济过程，考虑估结果如下表所示，2000年因能见度提高带来的了土地使用的变化可能会加剧农业和林业活动的总效益为140亿美元，2010年升至340亿美元，竞争性。FASOM模型以消费者和生产者剩余为2020年升至670亿美元。指标，估算农业和林业的总福祉的经济价值，评估结果显示在无CAAA情景下，O3浓度上升导致材料损害农业和林业生产力下降，从而提高了农林作物价格，这将会提高生产者剩余，但会大幅减少消费酸沉降是加速建筑材料损毁的首要原因，包者剩余。评估结果显示，CAAA的净福利效益（生括锌/镀锌钢材、金属、碳酸盐石材（建筑外墙）、产者剩余和消费者剩余之和）2000年约为10亿表面涂层（油漆）。CAAA1990的CBA评估报美元，至2010年上升至55亿美元，2020年上告量化了酸沉降对基础设施材料（镀锌和喷漆碳升至100亿美元。钢）、商业和住宅建筑（碳酸盐石材、金属和涂漆木材表面）的负面影响及改善效益。能见度评估SO2污染造成的建筑物损害有三个步骤：空气污染会降低住宅区域和休憩环境中的制定易受损害的材料清单；估算出SO2污染造成能见度，给日常生活和休憩体验带来负面影响，材料损失的浓度反应函数；估算材料损失的经济能见度改善是空气质量改善的一项重要效益。价值。可通过估算未来材料损失的维修成本得出USEPA通过CMAQ模型来预测36公里网格内的材料损失的价值。未达标区域的能见度情况变化，并从基于条件估值法(CV)的经济分析和文献中获取WTP和能见评估结果表明，相对其他效益类别，度关系的估值（表8）。CAAA1990规避的材料损失效益较小，分别为2000年5800万美元、2010年9300万美元、休憩能见度提高效益的估算方法与PM标2020年1.1亿美元。因为USEPA仅量化了SO2准的规制影响分析(regulatoryimpactanalysis，污染造成的材料损害，并未纳入NOx（基础设施RIA)保持一致，而住宅能见度效益的估算方法采材料和建筑等）、CO2（镀锌钢材）、甲醛（镀用效益转移法(benefittransfer)来估算。具体来锌钢材）、PM（家庭清洗费用）和O3（橡胶产品）的材料损失影响，该值是一个相对低的估值。表8能见度效益评估结果（2006年美元价值）休憩效益2000年效益2010年效益2020年效益住宅效益33亿美元86亿美元190亿美元总能见度提高效益110亿美元250亿美元480亿美元来源：USEPA，2011140亿美元340亿美元670亿美元-18-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估1.6宏观经济影响决策者除了关注空气污染治理措施的直接CGE模型通过模拟企业和家庭之间的商品和成本投入、健康与生态效益，同样也非常重视对生产要素流动，评估政策变化或经济冲击对宏观宏观经济的影响。这里的对宏观经济的影响指独经济产生的影响。在CGE模型建模中，经济要立于空气污染治理本身产生的直接成本效益之外素被简化描述为在家庭和生产者之间循环流动。的，对其它经济生产单元和活动产生的正面或负家庭和生产者将分别以最大化家庭福祉和最大化面的影响。评估范围包括经济发展（GDP与经企业利润为驱动进行行为决策。在价格发生变化济结构等）、生产力、市场价格、家庭经济福祉时，CGE模型可以反映出家庭和企业应对价格变等。USEPA利用政策分析经济模型-可计算一化的行为变化，例如生产要素价格变化时企业进般均衡模型(EconomicModelforPolicyAnalysis行的投入替代行为，以及工资变化时带来的劳动-ComputableGeneralEquilibrium，EMPAX-和休闲活动之间的替代。和其它CGE模型类似，CGE)评估了CAAA1990的宏观经济影响。此前，EMPAX-CGE模型使用一种简化和分层的家庭和美国进行空气污染政策相关的宏观经济影响分析企业的决策模式，以企业利润和家庭福祉最大化还包括，空气质量标准（PM2.5与O3）的法规政为目标进行建模，表现出实体经济中消费者和生策影响分析，清洁空气州际法案分析(CleanAir产者的复杂关系。InterstateRule)。该模型设计也能反映出经济整体结构的区域图4EMPAX-CGE模型示意图差异性。由于美国不同地区的生产投入（劳动力、能源）的可得性和成本有所不同，因此特定行业进口出口在不同区域对政策变化的回应也会有所差异。该模型分别模拟了五个经济区的主要行业，包括能家庭购商品&源、一般性行业（农业、采矿、建造）、制造业、买商品服务服务业。经济区的分类参考基于美国电力可靠性&服务委员会(AmericanElectricReliabilityCouncil)划公司购买公司供应分的电力市场结构区域，包括美国东北部、西南部、家庭商品&服务商品&服务中西部、中部平原区、西部地区。作为进口家庭此外，模型假设家庭考虑了对未来的政策变化的预见性，并在模型时间范围内最大化效用福家庭从要公司购买祉。家庭可能会改变关于劳动参与的决策，并调素售卖中要素整消费模式，从而适应未来政策变化。EMPAX-获得收入CGE模型纳入时间变化因素的考量，比静态CGE生产模型更有优势，可模拟时间跨度内由于政策变化家庭提供要素要素来源：RTI国际，EMPX-CGE模式文件，为美国环境保护局空气质量规划和标准办公室编制，2008年3月。-19-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例所致的经济变化情况。EMPAX-CGE模型产出包反映了为遵守法案减排所需耗费的资本、劳动力括GDP、消费、以及经济福祉变化。和其他资源的价值，但合规支出代表为遵守法案所支出的费用。例如，CAAA直接成本不会包括CGE模型的一个重要假设是经济体中的所有税收，因为此类支出仅为财务转移，而非用于控市场都处于均衡状态。在长期中，可以认为这一制空气污染排放所耗费的资源。简化假设是与现实一致的。但这一假设的一个隐含层面是CGE模型假设经济处于充分就业状态项目团队基于直接成本在燃油消费税、贴现（即不存在非自愿失业），因此，该模型无法很率、I/M制度成本三个方面进行了调整，从而得好地洞悉政策变化对失业的影响。到输入EMPAX-CGE模型中的合规支出（表9）。首先，USEPA基于直接成本评估又加入了燃油消CAAA1990实施带来的成本和效益都会对宏费税。其次是进行贴现率调整，直接成本评估采观经济产生影响。用的是5%社会贴现率，而CAAA合规支出评估纳入的是受管控行业分行业的贴现率，依据其融在成本层面，由于EMPAX-CGE模型是资成本来估算。最后，直接成本中I/M制度的部基于支出的模型，需要输入基于支出的成本参分包含了驾驶者等待时间的价值。虽然等待时间数。USEPA项目团队将不同行业和地区为遵是一种社会福利损失，但并不会以支出的形式出守CAAA减排要求所支出的费用，也即合规支现。因此，在CAAA合规支出中剔除了驾驶者等出(complianceexpenditure)作为成本参数纳入待时间的经济成本。EMPAX-CGE模型。CAAA合规支出并不完全等同于减排直接成本。具体来说，CAAA直接成本表9年均CAAA合规支出和直接成本（2006年美元价值，百万）2010年2020年合规支出（EMPAX分析）排放源类别合规支出（EMPAX分析）直接成本直接成本66401300010400电力机组847025800272002830035916201150在用车移动源24800518056005140693767非道路移动源750525076861809020679013500工业点源558052900135006550068500面源693本地控制措施（已知措施）5590未知的本地控制措施9020总计54900来源：USEPA，2011-20-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估在效益层面，健康效益会在三个层面影响宏医疗支出：根据PM和O3浓度变化，项目团观经济：空气污染相关的疾病的医疗支出，空气队采用疾病成本法(cost-of-illness,COI)，利用文污染相关的死亡造成的劳动者时间禀赋分配的变献估算出的针对不同健康终端的单个病例年度医疗化，以及空气污染相关的疾病造成的劳动者时间支出，应用于发病例数的年度变化，来估算人们的禀赋分配的变化。时间禀赋(timeendowment)医疗支出。同样的，对于慢性支气管炎和急性心肌分配变化所指的是劳动者用于劳动和休闲活动时梗塞这两个健康终端，使用年度患病例数变化代间的百分比变化。替年度发病例数变化进行估算。评估结果显示，CAAA1990将大幅减少空气污染造成的美国劳动死亡相关的劳动力影响：在估算空气污染相力损失和医疗支出。如果不实施CAAA1990，关的死亡造成的劳动者时间禀赋百分比变化时，2010年美国劳动力将减少0.34%，2020年减少模型关注的是PM暴露过早死亡对人口的动态影0.57%。其中，PM死亡率影响占据一半以上的响。值得注意的是，可避免的因空气污染所致的劳动力损失；O3污染造成的年均劳动力损失小于过早死亡中，98%归因于PM浓度水平的下降。5%。其次，2010年医疗支出将增加约129亿美元，根据人口模拟模型，项目团队估算劳动力变化的升至210亿美元，其中PM相关的发病率尤其是方法包括三个步骤：第一，按照性别和年龄划分急性心肌梗塞占据最大的医疗支出。来估算目标年2010年和2022年CAAA相关两种控制情景下的人口变化；第二，通过收集基于年CAAA合规支出的宏观经济影响：与无龄和性别的劳动人口数据，从而估算CAAA相关CAAA情景相比，CAAA的合规支出在2010年和的劳动力变化；最后，对比基线情景和预测控制2020年均会导致GDP和消费减少约0.5%，预计情景，计算劳动力供给的百分比变化。2010年和2020年GDP总额分别减少790亿美元和1100亿美元，比一次成本估算高出50%-发病相关的劳动力影响：与死亡仅考虑PM70%。两者之间的差异是因为CAAA合规成本对不同，模型纳入了PM和O3两种污染物对发病例整体经济产生的影响，其中很大一部分可能是由数影响。首先，项目团队从文献中获取基于健康能源价格上涨对生产活动造成广泛影响引起的。终端的每个病例损失的工作日数(numberofwork此外，污染防治的资本投资规模加大可能会使原dayslostpercaseforeachhealthendpoint)，来本用以提高工业长期生产力的资本投入减少。分反映受影响人群的劳动参与变化。由于EMPAX-行业来看，在CAAA合规支出相较于基准行业收CGE模型以年为单位进行模拟，计算时将目入较大的行业，受到的影响更大。以电力行业为例，标年的损失工作时间转化为工作损失年(work电力行业占合规支出总量的比例最高（20%），yearslost)。最后，用工作损失年除以预测的劳约为140亿美元，约合电力行业基准收入的3.3%。动力规模，以此表示劳动力的百分比变化。对EMPAX-CGE模型估算结果显示，在有CAAA情于大部分健康终端，每个病例的损失工作时间景下，电力行业产出将下降近4%。由于电力行将应用于年度发病例数变化，最终对劳动力变业是美国最大的煤炭消费行业，因此电力行业产化做出评估。然而，慢性支气管炎和急性心肌量下降还将导致煤炭产量减少约1.5%。但是另一梗塞会在很多年的时间范围内对个体产生影响。方面，CAAA的实施也大幅提高了对环保商品和因此，对于这两个健康终端使用的是年度患病服务的需求，绿色产业的需求上升抵消了CAAA例数（处于患病阶段的病例，包括新发病病例合规支出的部分GDP损失。和原有病例）变化。-21-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例CAAA合规支出的宏观经济和人类健康影的关系，相比2010年的健康效益，减少死亡影响：EMPAX-CGE模型不仅纳入CAAA合规支出响的健康效益将在2020年尤为突出。的考量，还估算了CAAA实施带来的劳动力和医疗支出效益。模型估算的结论是，CAAA相关的在消费者层面，CAAA促进家庭福祉（用等劳动力和医疗支出的正面宏观经济影响稍微高于价变换（EquivalentVariation，EV衡量）增长，CAAA合规成本的负面宏观经济影响。具体来说，预计2010年福祉增长0.8%，同年预计GDP和消有CAAA情景下致使2010年的GDP和消费下降，费分别下降0.21%和0.03%，意味着福祉增速明但2020年则变为正值。主要是因为2010-2020显高于GDP的降速。值得注意的是，福祉增加而年间，CAAA快速拉动了劳动力增长（67%），经济产出下降意味着家庭的劳动力和休闲权衡发生从而抵消了CAAA的合规支出（25%）增长。并且，改变。相比无CAAA情景，家庭在CAAA情景下劳动力增速会高于合规成本增速。CAAA实施改将更多的时间分配给休闲活动，而不是工作。最后，善了公众健康，过早死亡、慢性支气管炎、急性纳入劳动力和医疗支出影响的考量时，CAAA拉动心肌梗塞等健康改善效益对增加劳动力规模的影了很多行业的产出增加，同时导致能源密集和公共响最为显著。此外，暴露反应关系有着时间滞后卫生行业的产值下降。劳动力规模增加促进劳动密集型行业的产值增加，例如服务业。表10年度宏观经济影响总结：仅成本案例变量模型运行201020152020$15,027$17,338$20,202清洁空气法案($十亿)$15,106$17,430$20,312-$110GDP无清洁空气法案($十亿)-$79-$93-0.54%变化($十亿)-0.52%-0.53%$14,881$10,969$12,699$14,956%变化率$11,023$12,761-$75清洁空气法案($十亿)-$54-$62-0.50%-0.49%-0.49%消费无清洁空气法案($十亿)-$75变化($十亿)-$54-$62-0.39%-0.38%-0.38%%变化率希克斯等价变化变化($十亿)%变化率注：结果以2006年美元表示来源：USEPA，2011-22-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估表11年度宏观经济影响总结：劳动力调整案例变量模型运行201020152020$15,027$17,338$20,202清洁空气法案($十亿)$15,059$17,350$20,197GDP无清洁空气法案($十亿)-$32-$12$5变化($十亿)-0.21%-0.07%0.02%$10,969$12,699$14,881%变化率$10,972$12,696$14,876清洁空气法案($十亿)-$3$3$5-0.03%0.02%0.03%无清洁空气法案($十亿)消费$11$22$290.08%0.13%0.15%变化($十亿)%变化率希克斯等价变化变化($十亿)%变化率注：结果以2006年美元表示来源：USEPA，2011需要注意的是，EMPAX-CGE模型也存在很此外，模型假设本身也存在一定的局限性。多局限性，从而低估了CAAA的宏观经济影响。例如，假设效益是具有可分离性的，未涵盖综合首先，模型纳入的是美国经济正式行业就业的效益的考量，因此会造成效益低估（最多会低劳动力和休闲的权衡效应，未计入非正式行业估30%的效益）。模型假设劳动力供给和环境就业(informalsector)的影响。非正式行业往质量是家庭效用函数中分开的两个部分，实际上往涵盖的是社会经济的脆弱人群，缺乏社会保不同类别的效益之间存在一定相互关系，切割这障。因此，应改进模型方法或开展定性分析，些关系会带来估算结果的不确定性。另外，模型从而完整公平地评估政策给脆弱人群带来的效假设家庭对未来政策变化有完全的预见性，并益和成本，并建立和完善社会保障体系。其次，基于此来调整经济行为。但由于信息不对称的模型未纳入O3浓度下降带来死亡率降低的健康特性，家庭实际掌握的是不完全信息(imperfect效益，以及非市场效益和某些特定效益，例如information)，所以会造成模型不确定性。最后，能见度提高、农业和林业的生产力提升、材料模型参数通常从不同经济文献中获取，因此估值损害降低，以及由于空气污染减少带来的疼痛和存在较大差异，所以也存在一定的不确定性。痛苦降低的健康效益。-23-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例1.7结论和不确定性分析该分析的一项重要结论是针对PM的减排规也对情景设置的不确定性进行探讨。（3）将这些则可能具有很高的成本有效性。和此前历史研究成定量分析的结果与主要结果进行比较，提供置信果相比，控制每吨PM的估算成本相近或者更低，度和更多的潜在的深入研究方向并在后续工作中但效益更大。这主要是因为在这段时期关于PM导解决。包括：致过早死亡风险的认知加强了，同时也因为排放清单、和空气质量模拟方法的优化使得计算更为准确。●对法案中的技术要求进行进一步分析：现需要注意的是，本次评估仍未能全面反映最新的研有对减排技术的要求无法使得全国范围实现达标，究成果，例如尽管已有文献表明空气污染暴露会增需要进一步识别和分析“未知”技术；加中风的风险和增加相关医疗费用，但是量化结果中没有包括这部分的改善效益。●在进行宏观经济影响分析的时候需要纳入因法案实施带来的其它市场效益分析，例如农业上述评估覆盖范围广，且分析方法和步骤复和植被生产的提升等；杂，决策部门USEPA和项目团队均认为进行相应的不确定性分析十分必要，并应依据以下原则●将空气污染治理和气候变化在实现效益方进行：（1）识别各个分析步骤中重要的不确定性面的协同和相抗(antagonistic)作用纳入考量；来源，包括排放清单、空气质量模拟、措施成本和健康效益等各部分分析过程中的不确定性来源●排放与空气治理模拟不确定性表征与控和结果影响，在结果呈现时通过表格提供对关键制；不确定性方向的评估以及对结果影响的幅度。（2）尽可能使用不同的假设和模型方法来进行分析，●不同组分和毒性污染物的影响差异和对控进行参数量化和模型不确定性的量化分析；并且制政策导向的影响；●对真实世界政策及相应的空气质量快速改进、健康效益提升的观察和分析(accountability)；●扩大生态效益分析范围；●扩大健康效益分析范围。-24-1、美国《清洁空气法案修订案》的经济评估表12CAAA成本和效益评估中潜在的主要不确定性来源潜在误差来源分析步骤净收益的潜在偏差方向假设无CAAA情况下的估算排放率排放低估两种情景下的估算经济增长—总排放量的关键驱动力排放无法确定对被取消的清洁空气汞规则(CleanAirMercuryRule)和被撤回的清洁空气洲际规排放无法确定则(CleanAirInterstateRule)的最终形式和遵守情况的预测二次有机气溶胶(SOA)化学机制空气质量模型低估无法基于流行病学研究明确说明PM与死亡结果之间为因果关系健康效益高估社会经济状况对PM暴露造成的死亡率的影响健康效益无法确定基于监测数据的流行病学研究中PM暴露归因健康效益低估忽略PM暴露对死亡率的短期影响健康效益低估减少暴露后死亡率风险降低的时间点健康效益无法确定死亡风险评估的来源包括许多较早的研究评估无法确定现有评估研究中的致命风险情景通常不同于空气污染所呈现的情景评估无法确定风险规避的估值可能会随着时间和收入发生变化评估无法确定对空气污染物的生态影响覆盖不完全，包括忽略了几个短期和几乎所有长期的生生态低估物累积性和持久性影响注：项目团队对每个潜在误差来源进行分类。如果一个合理的替代假设或方法可能会对总体货币收益估计产生约为5%或以上的影响，则将其归类为“潜在重大”影响。来源：USEPA，2011-25-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例表13CAAA成本和效益评估中潜在的主要不确定性来源不确定性分析讨评估的不确备选假设备选假设对2020年初步估算的影响论的因素定性类型与成本估算相关的不确定性为实现国家环境空气质量标准(National未确认的污染控参数AmbientAirQualityStandards,当地控制成本的-18%；总成本的-2.1%制细节NAAQS)（$10000/吨）所应用的未经确认的本地控制阈值和成本的替代假设l&M制度车辆故参数基于l&M制度测试失败率的替代假设移动资源成本为-12%；总成本的-6.5%障率学习曲线假设参数学习速率（5%和20%）的替代假设总成本的-6.0%至3.2%车队组成和燃油情景基于AnnualEnergyOutlook2008的未移动源成本的-3.6%；总成本的-2.0%效率来车队组成和燃油效率的替代假设与效益估算相关的不确定性替代C-R函数-两个来自经验文献根据PM专家调查研究的最极端估计，影PM的替代C-R参数(Popeetal.，2002和Ladenetal.，响范围为-83%至76%。其他替代参数函数2006)和12个来自专家调查研究的主观产生的影响范围从-43%到41%不等估计发电机组（electric情景使用连续排放监测(continuous2000年为+50%generatingunit,emissionsmonitoring,CEM)数据代几乎全部由无CAAA情景下的替代方案的EGU）来源的排替综合规划模型(integratedplanning影响造成放model,IPM)结果，并结合与CEM方法一致的的替代性无CAAA情景替代的滞后结构：分段函数和一系列平使用主要C-R函数时影响范围为-23%PM/死亡滞后性模型和参数滑函数（基于指数衰减）。在某些情况下，到16%平滑函数还需要更改C-R系数更改C-R函数时影响范围为-52%至50%统计寿命价值参数VSL的替代估计-20%到0%贴现率参数替代贴现率（5%和7%）-4%到4%臭氧的替代C-R替代C-R函数-三个来自多城市研究，总死亡率效益影响为0%参数三个来自荟萃分析(meta-analysis)，一臭氧相关死亡影响为-63%到66%函数个来自Jerrettetal.的队列研究排放部门的排放情景将每个部门的排放量改变10%EGU部门等比例减少排放量的边际效益变化（美元/吨）约为非公路和公路部门的3倍，比面源和非EGU点源部门高50%PM成分的差异参数特定PM成分毒性的潜在替代评估不适用。.由于存在重大数据缺口，未进毒性行定量敏感性分析使用动态人口估计以计算获得的寿命年不适用.获得的寿命年数和预期寿命的变动态人口模型模型数和预期寿命的变化化是PM/死亡影响的补充估计，不能直接与初步估计进行比较来源：USEPA，2011-26-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例根据美国政府行政命令12866和13563号议、和修订，旨在履行其保护公众健康和社会福令的规定，USEPA在制定重要的国家空气污祉的目标(Bachmann，2007)。尽管该法案要求染相关法规时，需要开展规制的政策影响分析USEPA在制修订NAAQS时应将充分保护健康作(RegulatoryImpactAnalyses，RIA)并公布报为最重要考虑因素，而非依据经济影响做决定，告(USEPA，2011)。RIA报告应包含对法规的但这并不代表成本、效益和其他经济影响的考量潜在社会效益和社会成本的评估结果描述，也不重要。USEPA明确认为经济分析是有效实施要描述无法以货币形式量化的影响。其中，国NAAQS的一个必备的决策工具，需要在政策影家环境空气质量标准(NAAQS)作为一项重要响分析时纳入考虑。的法规，也需开展RIA分析。自1971年首次制定国家环境空气质量标准(NAAQS)以来，根据法定要求，USEPA以五年为法定USEPA就针对各项污染物指标的标准限值修订周期进入标准审议流程，基于不断积累的空进行过多达17次的修订。截止目前最后一次气污染对健康影响的科学发现来收紧标准限标准RIA报告发布于2015年，是2008年至值。滚动式的法定标准审议分为五个阶段：2015年之间O3标准修订审议的重要依据文件，规划(Planning)，综合科学评估(Integrated这也是本节案例总结的主要内容。ScienceAssessment，ISA)，风险/暴露评估(Risk/ExposureAssessment，REA)，政1977年，美国政府在宪法修正案中授权策评估(PolicyAssessment，PA)，和行政立USEPA对每个大气污染物的标准进行制定、审法(Rulemaking)。图6美国标准修订机制和流程（CAA，2020）规划每五年开展标准审议EPA确定政策相关的科学议题起草综合审议计划颁布修订标准或制定新标准EPA行政立法标准制定和修订流程:综合科学评估EPA为决策层提供重要科学依据CASAC同行评审报告美国环保局(USEPA)EPA起草标准草案外部审议清洁空气科学咨询委员会(CASAC)相关联邦政府内部审查60天公众(包括各州政府、产业集团、其他相关方环境与健康组织)意见征询期：听证会解读对健康和环境影响的EPA政策评估综合科学评估EPA评估公众健康和环境在风险科学发现和暴露下的影响:提出政策方案评估方法关键结果注：更多关于标准修订流程与制度的信息可参考《定标，启航—信息不确定性中国空气质量标准分析与国际经验研究报告》-27-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例USEPA基于此前的综合科学评估报告众健康。在这种情况下，USEPA需要开展法规政(IntegratedScienceAssessment)、健康风险策影响分析（RIA）来评估实施并达到新标准的暴露评估报告(HealthandWelfareRiskand社会总效益和总成本。从标准修订程序上来说，ExposureAssessments)认为2008年发布的O3RIA报告也需由独立的科学咨询团队——清洁空标准（75ppb）不足以充分保护公众健康和社会气科学咨询委员会(CleanAirScientificAdvisory福祉。所以，USEPA将标准修订提上议程，拟Committee，CASAC)审阅后提交给USEPA，最将O3首要和次要NAAQS的8小时浓度限值降终报告会综合考虑科学咨询委员会和USEPA决至70ppb，以充分保护包括儿童、老年人、患有策人员的建议。呼吸系统疾病（如哮喘等）的敏感人群在内的公-28-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例2.1情景设置与分析步骤情景设置达标策略与减排措施按照美国行政命令的规定，RIA分析和报告达标策略和减排量的估算通常包括两个步骤。编制需遵循白宫管理和预算办公室(OMB)的指第一，根据人口预测、经济增长预测、现行国家南文件，要求对不同标准情景进行分析，除了条例下的排放控制情况（在RIA前颁布的国家条拟定的标准浓度情景，还需要分析更为严苛的例）、各州规划(StateImplementationPlan，替代标准情景(U.S.OMB，2003)。所以，2015SIP)和实施进展，预测2011年—2025年的臭氧年O3NAAQSRIA的基线情景是原有标准限值浓度水平。第二，确定实现达标所需的额外减排量，（75ppb），除了估算达到臭氧修订标准提案浓需要考虑到臭氧浓度值（在评估中以空气质量指度限值（70ppb）的潜在成本、公众健康效益、定值，designvalue，表征）对NOx和VOCs减以及福祉效益，还对比了更严格的替代标准限值排的敏感性，以及现有NOx和VOCs的末端控制（65ppb）情景。措施。OMB指出标准等环境法规旨在解决市场失需要注意的是，由于美国实施差别化的达标灵导致的环境问题，通过政府监管行为提高社会时限要求，臭氧污染水平不同的各州的达标节点各效率、确保公平分配。从经济角度来看，制定标异。对于那些空气质量问题更严重的地区，比如加准是解决企业排污造成的负外部性的一种直接补州，《清洁空气法案》允许其可以用更长时间完救措施。因此，制定和修订一个具有合理安全边成达标。USEPA预测轻微污染的未达标区域将于际值的标准非常重要，可以让排污主体承担达标2020年或2021年达标，中等污染的未达标区域成本，从而减少公众由于高污染水平而遭受的健则是2023年或2024年达标，重度污染的未达标康和环境影响。借助对“更严格”和“更宽松”区域是2026年或2027年实现达标。USEPA选择标准的情景分析，可以帮助政府在考虑健康保护2025年为达标目标年，是因为基于监测数据的分的同时，寻求经济角度也合理的“安全值”。析显示美国除加州外，未达标区域将在2025年左右达到修订后的标准限值的浓度水平，这代表了处RIA包含如下多个方面的分析：评估臭氧前于中等污染程度的未达标区域的基本情况。体物NOx和VOCs当前和未来排放及对应的空气质量浓度水平，臭氧修订标准和替代标准的达标USEPA在制定和评估达标策略时考虑了控制策略及其工程成本分析（达标增量成本），两个关键问题。第一，如何明确未达标区域的标准修订对就业影响的定性分析，公众健康效益NOx和VOCs减排量足够实现修订和替代臭氧标分析，达标策略对公共福祉（生态系统服务）的准？——以浓度最高区域来定。第二，如何以达影响，效益和成本的比较和讨论，对法规和行政标为核心，基于减排量的需求来选择减排措施路命令影响的分析等。径？——优先确定NOx减排措施。-29-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例通过监测点位识别空气质量指定值(designVOCs减排对臭氧浓度产生有效影响存在地理范value)最高的未达标区域，计算该区域臭氧达标围差异，USEPA据此设置了不同措施的影响范围对应的NOx和VOCs减排目标，并分析减排对区域--“缓冲区”，比如，NOx在各个县周围其他区域空气质量的影响。在这个过程中，利用的200公里为“缓冲区”，VOCs则是周边100基于成本优化的达标策略规划模型工具(Control公里。StrategyTool，CoST)确定NOx和VOCs最大减排量（图5）。因此，RIA需重点估算实现O3达标所需的额外NOx减排量。筛选原则是，（1）首先确认USEPA的估算结果表明，VOCs末端减排成200公里缓冲区内的NOx末端减排措施是否能够本通常高于NOx末端减排成本，并只在较小范实现达标，如果是，那么采用CoST工具中的最围内对降低O3浓度降低有贡献，且NOx减排措小成本算法得出最为经济有效的减排措施组合；施在高O3浓度区域的有效性更高。由于NOx和（2）如果NOx末端控制措施对应的减排量不足图5确定NOx和VOCs减排量的步骤确定指定值（DV）最高的区域。1计算必要的NOx和VOC减排目标，以达到替代标准：考计算在该地区实现减排目标对其余地区的影响。2虑可用已确定和额外未确定的NOx和VOC减排量3对其余区域中的其余监测点重新排序，对于指定值（DV）4最小的区域，重复上述步骤2和3。图6确定减排量是否足以实现达标的步骤1确定200km缓冲区中所需的NOx减少量是否小于确定如果还需要减少VOC，则应用最大减排算法以获得控制策略（当需要减少VOC时，应用所有可用的VOC减排量）。需要的减排量。如果是：应用最小成本法获得控制策略。如果否：如果还需要降低VOC，请转至步骤2。如果不确定该地区所需的NOx减排量是否大于该地区内确定需需要降低VOC，则转至步骤3。要的减排量，然后在该地区应用最大减排量加上未确定控制措施。2确定200km缓冲区内所需的NOx减少量是否大于缓3冲区确定需要的减排量。如果是：在缓冲区内采用最大减排量，在区域内缓冲区外采用最小成本。如果否：转至步骤4。4-30-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例以达标，则需要先在200公里缓冲区内最大程度非电力固定源、非点源、非道路移动源（未纳入优先控制NOx（最大减排原则），并在缓冲区外道路移动源减排措施是因为现有的政策法规已将未达标区域内采取成本有效的NOx控制措施；存其涵盖）在内的一系列减排措施清单。实行NOx在VOCs减排缓冲区的地区也需要减少VOCs排减排的非电力固定源和非点源包括：工业、商业放；（3）如果未达标区域的整体NOx减排量目和单位锅炉、石油和天然气工业及其他行业的往标超过既有末端减排技术能够释放的减排潜力，复式内燃机、玻璃和水泥制造窑炉；以及针对非则未达标区域需要采用末端技术的最大减排措施道路移动源的柴油发动机的NOx控制等。针对组合，并实施源头治理措施。表面涂层、溶剂和燃料储罐等排放源则要采取VOCs减排措施。如表14，为达到修订标准和替代标准对应的浓度值，达标策略分析中纳入了包括电力行业、表14达标分析中的末端减排措施（CoST数据库）排放行业NOx减排措施VOCs减排措施低排放燃烧（LowEmissionConbustion,LEC）溶剂回收系统非电力固定源选择性催化还原（SelectiveCatalyticReuction,SCR）工作实践和材料重制/替换（non-EGUpoint低VOCs材料涂层和附加控制选择性非催化还原（SNCR)低VOCs粘合剂和改进的应用方法sources）非选择性催化还原（NSCR）永久性全封闭低氮燃烧器技术（LowNOxBurnerTechnology,（PermanentTotalEnclosurePTE）非点源(nonpoint溶剂替代、非雾化树脂应用方法sources)LNB)石油废水处理控制LNB+SCR发电机组(EGU)LNB+SNCR工艺改进减少VOCs无组织排放非道路移动源全氧燃烧（OXY-Firing）材料重制以减少VOCs含量生物废料注入技术(Nonroadsources)LNB+烟气再循环加热焚烧、催化焚烧等减少VOCs排放LNB+燃尽风汽油储罐中的低压/真空安全阀点火延迟控制降低溶剂使用天然气再燃堆填区气体回收超低NOx燃烧技术NSCRLECLNBLNB热水器生物废料注入技术间歇性燃烧禁令SCR+SNCR柴油机改造或重装-31-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例2.2达标成本评估范围RIA评估中，管控措施聚焦于NOx和VOCs年排放量分别大于25吨、10吨的排放源（固定源），RIA达标成本估算的是部分和全部达到臭氧而2008年O3和PM2.5标准RIA的评估对象为年修订标准和替代标准的总成本（达标成本），对均排放超过50吨的排放源。与此同时，考虑减排应的成本范畴是工程成本，包括采购、安装、运策略的经济合理性，减排成本过高的企业不纳入行排放控制技术的成本。部分达标成本分析反映控制范围（每吨NOx成本超过1.9万美元，每吨的是末端治理所产生的工程成本，而全部达标成VOCs减排成本超过3.3万美元）。本分析涵盖的是末端（已识别）控制措施和额外（未识别的）减排措施(identifiedcontrols+在70ppb标准情景中，美国东部的科罗拉多unidentifiedcontrols)的总工程成本。州、五大湖、东北部、俄亥俄河谷、德克萨斯州东部要求开展NOx减排，休斯敦应开展VOCs减计算方法排。在65ppb标准情景中，亚利桑那州-新墨西哥州、内华达州、俄克拉荷马州、阿肯色州、路工程成本评估有两个方法：（1）基于主要设易斯安那州等也需要采取NOx减排措施，而丹施运行等环节的成本信息由下至上进行加总估算，佛、休斯敦、路易斯维尔、芝加哥、纽约等州则或者通过等值定额年成本法(equivalentuniform要采取VOCs减排措施。两个标准情景分析中的annualcosts)法来估算达标年化成本（每吨减排VOCs减排措施都采用的是最大减排算法。《清量的成本系数乘以总污染物减排量）；（2）根洁空气法案》明确各州可采取灵活的减排措施，据污染防治设施寿命周期和资本回收率（capitalUSEPA开展RIA分析起到的一个作用也是帮助各recoveryfactor）来计算年化工程成本，表示的州政府识别部分减排路径和措施，相当于为地方是减排技术预计运行期间所发生的全本成本的年达标策略及实施的一种技术支持。化成本流。计算结果USEPA明确的治理空气污染的大部分控制策略都集中在末端治理技术，这些被称为已识别的分析结果表明，最具减排潜力的行业是美国减排措施。但是，仅依靠末端控制措施无法促使东部的非电力排放源和非点源。为达到70ppb臭所有未达标区域达标，所以USEPA假设这些区域氧修订标准，美国东部各行业需减排NOx共计需要额外的排放控制手段，即未识别的控制措施，为230,000吨/年，VOCs为20,000吨/年。在主要指的是源头治理措施来促进达标。USEPA对65ppb替代臭氧标准情景分析中，O3前体物减排纳入管控要求的企业范围也做出明确规定，随着量需大幅增加，NOx为500,000吨/年，VOCs标准收严管控范围逐步扩大，在2015年发布的为100,000吨/年。-32-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例如果实施70ppb标准，德州东部地区是唯一到53%和62%；其次是非电力固定源占比分别（除加州外）靠已识别措施仍不能达标的地区。为38%和31%。如果标准收紧到65ppb，则五大湖、科罗拉多州、德州东部、俄亥俄河谷、东北部、内华达州等地不确定性区都无法达标。美国东部未达标地区均需要采纳更多的NOx源头治理措施，减排潜力的62%需值得注意的是，达标成本分析中存在诸多的要从源头措施释放；西部源头减排措施的贡献也不确定性因素，从而会影响结果的置信度，主要将达到总减排量的42%。的不确定性来源集中在以下几个方面：贴现率、成本界定、减排措施选择。基于达标成本评估结果显示，70ppb标准情景下美国各州的末端治理措施的年均工程总成本采用统一的贴现率——贴现率对应的是年均是6.9亿美元，65ppb标准情景下成本将升至26融资成本(costofcapital)的高低，高贴现率意味亿美元。纳入源头治理措施后，达到修订标准和着高年均融资成本。OMB要求社会成本和效益替代标准，美国总达标成本分别升至14亿美元和分析选择的贴现率在3%-7%范围内，3%的贴160亿美元，而加州为实现2025年后达标目标的现率更多地反映体现时间偏好的社会贴现率，7%总工程成本分别为8亿美元和15亿美元。由此的贴现率则更多体现的是融资机会，也就是满足看出，在较低浓度实现深度减排更多需要依赖结达标要求的资源配置的时间价值。尽管减排行业构调整措施。分排放源来看，非固定源的减排成的贴现率各异，但由于USEPA很难全部获取分本占比最大，在70ppb和65ppb情景下可分别达类的达标成本（资本、设施寿命价值、运行维护-33-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例成本），所以无法精确地选择贴现率，RIA统一量越高，边际成本越大。MACC是单个企业或行采用的是7%的贴现率。业的边际减排曲线的总和，不仅反映出边际成本和减排量的关系，还可以采用最低成本法计算出达标成本界定的局限性——RIA分析中成本有效的总边际成本和总减排成本。分析界定不够全面，无法准确反映出真实和全面的减排成本，从而低估了总成本。RIA成本评估在标准RIA中，由于很难预测新的突破性技中纳入的仅是工程成本。在评估过程中，与监测、术创新发展的速度和方向，USEPA对未来达标年测试、报告和记录相关的成本数据可用性不高，（2025年）的减排成本的评估聚焦在现有技术可所以这些活动相关的成本不纳入成本分析中。并能出现的革新。也就是说，现有末端技术基础上的且，工程成本分析没有反映标准实施对上游供应创新会提高成本有效性，减少对未来技术的依赖，链行业的间接影响。例如，为减排行业提供减排从而降低减排成本、释放减排潜力、提高减排效率。技术/污染防治设施的制造商、分销商、服务提另一方面也体现出基于现有末端技术的减排措施建供商等会由于环境政策实施而提高其收入和盈利。立的MACC无法精准的体现出未来MACC。未来MACC代表的是技术创新和技术推广，例如引进未涵盖全部技术创新和突破——RIA成本分新技术或技术升级的有效性和适用性。析假设现有的减排技术通过技术创新在未来周期会更具有成本有效性。但是，那些尚未实现商业化的突破性技术创新，也就是多数源头治理措施的成本并没有涵盖在CoST数据库中，也未进入核算范围。提高能源、燃料转换和替代、生产方式改变、气候变化相关的温室气体排放标准等结构调整措施成本评估的不确定性较大，但是长期来看随着技术成熟度提高，将使得达标成本降低。USEPA明确以达标为核心的部分减排量（指那些无法通过末端措施—亦即未识别措施--实现达标的额外减排量）应通过突破性技术来实现。例如，1997年O3标准RIA，移动源二级排放标准虽然当时没有被纳入已识别的末端措施中，但随后的移动源减排则是依赖该措施实现的。同时，即将出台的重卡温室气体排放标准将会为NOx减排提供巨大的空间，帮助实现O3达标。RIA中还相应地讨论了关于选择减排措施时应考虑的技术和经济因素。CoST数据库中纳入的减排措施并不都是最具成本有效性的，导致成本曲线没有达到最有效的边际减排成本曲线（marginalabatementcostcurve，MACC）。MACC描述的是额外减排的边际成本变化，减排-34-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例2.3健康效益评估减排措施的健康效益旨在回答三个关键成本，但健康效益则包括O3和PM2.5浓度降低带问题：达到O3修订和替代标准可避免哪些健康影来的健康效益。响？健康影响的经济价值是多少？减少O3前体物（特别是NOx）排放量带来的PM2.5协同效益是在评估健康效益时，采用的是分行业的减排量什么？与成本分析相比，效益分析中控制情景选所产生的健康效益，即每吨效益(Benefit-per-ton)择的分析年有所不同。的估算方法。其中，PM2.5协同效益估算，是将排放控制行业的NOx减排量乘以该行业的每吨减排效选择的控制情景包括:2025年情景—美国除益，从而得出货币化的总PM2.5健康协同效益。加州外2025年实现达到修订标准（70ppb）的健康效益；2038年情景——美国全国（包括加州）健康效应的科学依据是基于综合科学评估达到修订标准的健康效益。在不同控制情景下的(IntegratedScienceAssessment，ISA)，RIA部分和完全达标分析中，USEPA使用BenMAP的作用则是量化和货币化与O3和PM关联的健工具评估人体健康效益（死亡和发病风险降低）。康终端。这一计算过程采用损害函数(damageRIA的效益分析中不仅量化了NOx和VOCs减function)方法，损害函数是USEPA用来计算环排带来O3浓度下降的直接健康效益，还计算了境政策的总成本和总效益的一种标准化方法，并NOx减排带来的PM2.5协同健康效益。因此，O3且也广泛应用于科学文献。损害函数方法通过估标准修订的达标成本指的是NOx和VOCs的减排算（空气质量变化相关的）单个健康终端的变化，并进行货币化估值，得出单个健康终端的经济价-35-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例值。总健康效益估算指的是所有健康终端的经济价值2.4公共福祉协同效益之和。具体方法和前文CAAA的健康效益估算一致，需要说明的是，该估算并不涵盖减排带来的间接健康达标措施不仅产生直接健康效益，影响，例如职业健康暴露等。还产生福祉协同效益（Welfareco-benefits）。福祉效应主要包括农作物和在货币化的分析环节中，根据科学顾问委员森林生产力降低的直接经济损失，改变生会环境经济咨询委员会(ScienceAdvisoryBoard-态系统功能的间接损失，休闲游憩的经济EnvironmentalEconomicsAdvisoryCommittee，价值损失，以及财产损害的直接经济损失。SAB-EEAC)的建议，USEPA使用统计寿命值(VSL)具体来说，达到O3标准的福祉协同效益方法来计算死亡率风险降低的健康效益价值，因为这包括减少O3暴露造成的植被影响、减少一计算方法可以提供最合理的单一估计值(USEPA-PM沉积和氮排放造成的生态影响、以及SAB，2000）。减少气候影响和能见度变化等。USEPA采用生态系统服务(ecosystemservices)在很长一段时间内（2004-2008年），USEPA的概念来分析生态系统改变对公共福祉的空气和辐射办公室（OfficeofAirandRadiation，影响。生态系统服务被界定为个人和机构OAR）均选择使用基于有限的可用研究的再分析所从生态系统获取的效益。生态产品和服务得到的VSL估计值来评估死亡风险降低的社会经济可通过安全、健康、社会关系和基本物质价值。OAR使用的VSL值的范围从100万美元到产品可及性等层面来影响公共福祉。1000万美元（2000年美元价格），这与工资风险文献的两项荟萃分析(meta-analysis)结果一致。其中需要提及的是，对流层的O3会吸收100万美元是Mrozek和Taylor(2002)对33项研究热量导致地表温度上升，所以地面O3是的所做的荟萃分析的四分位数范围的下限；1000万导致气候变化的直接诱因之一，但RIA没美元是Viscusi和Aldy(2003)对43项研究所做的荟有量化O3对气候变化的影响。这是因为萃分析的四分位数范围的上限。而550万美元代表CoST数据库主要纳入的是空气污染的末的平均值(meanvalue）也与Kochi等人（2006）估端治理措施，未包含源头治理措施的能源计的540万美元的VSL估值的平均值一致。和气候减缓措施，也未考虑O3浓度降低、减少温室气体排放的协同效益。RIA中仅由于上述研究方法多样、结果来源众多，为了提量化了一部分的福祉效益，例如O3浓度升VSL采纳值的置信度并形成RIA评估中所推荐的水平降低对农林产品的消费者和生产者的VSL的选择方法，USEPA多次尝试咨询SAB-EEAC影响，以及农业和森林产量变化对碳封存的建议，也向荟萃分析的专家咨询相关方法，以形成和储存（林业碳汇）的影响。对各类主要的方法相关问题的回应，并更新经济分析指南文件。但是在指南还未完成方法更新之前，USEPA最终选择采用经SAB在《经济分析准备指南》（USEPA,2000）中审查和认可的VSL值。评估团队基于26个政策相关的VSL研究（1974-1991年）结果的再分析得出的VSL值和CAAA经济分析的参数取值一致，为480万美元（1990年美元价格）或630万美元（2000年美元价格）（USEPA，2010）。-36-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例2.5宏观经济影响与就业影响分析宏观经济影响分析环境政策（安装和升级污染防治设施）如何影响劳动力需求。基于经济学理论，两个影响劳2008年针对O3的NAAQSRIA采用了动动力需求的重要因素是产出效应和替代效应。产态CGE模型，即政策影响模型（EMPAX）来估出效应指的是保持劳动强度不变的情况下，因产算末端治理措施成本的宏观经济影响，模拟了工量下降导致劳动力需求的下降。标准实施促使边程成本以外的消费者和生产者对价格变化的反际成本上升，从而降低了消费者需求和产量，也应，但未能模拟环境外部性和社会效益。2011年就降低了劳动力需求。替代效应指的是在产量不USEPA发布的前瞻性CBA（1990-2020年《清变的情况下，标准实施影响了生产的劳动力强度。洁空气法案》CBA）是美国CBA历史的里程碑，此外，减排行业的绿色转型对就业市场造成很大首次在评估政策的经济福祉效应中部分纳入了健影响。环境政策也会影响劳动力供给，例如高污康效益评估。染行业存在的环境风险恶化劳动者的健康状况，降低了劳动生产力。虽然经济理论本身无法准确但是，利用CGE经济模型来评估政策的潜预测标准实施的就业影响，但是经济理论和实证在社会效益仍存在很大的技术挑战。USEPA筹建研究均证明了环境政策（包括标准实施）可对劳了新的科学咨询委员会单独研究解决该问题，在动力供给和生产力带来正效应。2015年RIA中未利用CGE模型进行定量分析，但是开展了经济影响的定性分析。包括：安装污2015年RIA中主要分析的是在电力和工业染防治设施的公司/行业，其包括消费品和中间行业（煤电和天然气发电、工业锅炉、水泥窑）品在内的产品价格上升的影响，及引致的收入变减少NOx排放量对就业市场的影响。RIA基于化和消费变化。尽管如此，USEPA认为这些分析劳动生产力和劳动力供给的数据，开展就业影响仍无法得出标准实施对任何单一市场的价格和数评估。这三个减排控制行业均采用SCR减排措量变化的定性结论，也就是说不可能得出关于国施来实现达标，基于这些措施的采用评估其是否际贸易、盈利、设施关停、社会成本等经济影响会增加或减少就业机会。以电力行业为例，安装的明确结论。SCR减排技术在建造、运行两个阶段均创造了就业岗位。分析结果表明，当采用SCR减排技就业影响分析术，规模越大的煤电机组创造的就业机会越多。例如，1000MW机组产生约530个劳动力需求。行政命令13563号要求联邦机构必须对产生300MW的煤电机组也会产生约160个就业岗重大经济影响的法规条例开展就业影响分析，并位。-37-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例2.6结论和不确定性分析排放清单、模型空气质量数据、人口数据和哮喘引起的急诊治疗）、其他健康终端（哮喘恶化、预测人口增长、基于流行病学的健康评估、货币化急性呼吸道症状）。量化的PM2.5健康影响包括效益的经济数据、以及对于未来世界变化（政策、过早死亡（慢性病、非致命心脏病发作）、住院技术、人类行为）的假设都存在一定不确定性的。率（呼吸疾病、心血管疾病、哮喘引起的急诊治疗）、因此，USEPA采用蒙特卡罗评估(MonteCarlo其他健康终端（急性支气管炎、哮喘恶化、缺工Assessment)方法描述C-R函数有关的随机抽样天数、急性呼吸道症状、上下呼吸道症状）。同时，误差(randomsamplingerror)，并使用随机效应模USEPA还更新了O3污染对劳动力劳动者生产力型(randomeffectsmodels)来描述抽样误差和经影响的研究依据（2011年）。臭氧浓度水平每增济估值函数的可变性。BenMAP软件中的蒙特卡加10ppb，户外农业劳动者的生产力将下降5.5%。罗模拟是从健康发生率和估值的分布中随机抽样，ISA中提出短期NO2暴露和过早死亡的关系还不从而描述不确定性对输出变量的影响。具体来足以建立因果关系，因此RIA中没有相应的空气说，蒙特卡罗方法的作用是通过模型产生一个评质量模型数据支撑来量化NO2暴露的健康影响。估健康影响和货币化效益的置信区间(confidenceintervals)。通常健康终端估算是基于多个流行病健康影响评估结果表明，标准修订可避免因学研究，那么置信区间表明的是不同研究的标准O3和PM2.5引致的过早死亡占总货币化总健康效误差的差异。关于货币化效益的置信区间包含的益的94%-96%。达到70ppb和65ppb的O3标是流行病学的标准误差以及估值函数分布。但是，准可分别减少340例（70ppb）和1700例（65ppb）置信区间的缺点是无法反映出基线发病率、人群的过早死亡。分析结果发现，O3浓度水平越低的暴露以及在不同地点健康效应估值的转移性。地区，额外减排带来的健康效益越大。RIA结果呈现的是O3健康效益的置信区间，但无法计算出协同效益。对于定量分析的不确定性，其次，货币化的结果显示，美国整体的PM2.5USEPA采纳的是世卫组织不确定性框架（WHO健康协同效益远大于臭氧健康效益。与美国其他uncertaintyframework），旨在总结归纳健康效未达标区域不同的是，加州实现达标的臭氧健康益分析中的主要不确定性因素，包括潜在偏差方效益占总效益比值最大，高于PM2.5协同效益。法的评估、对货币化效益的影响程度、分析方法达到70ppb标准的臭氧健康效益为7.9亿-13亿的可信程度、以及评估不确定性来源的能力建设美元，达到65ppb标准为16亿-26亿美元。等。贴现率的使用对于健康效益评估的结果影响不大（3%或7%），基本在同一范围内。健康效益分析中，可被量化的O3健康影响包括过早死亡（短期暴露的过早死亡和长期暴露因臭氧健康效益的不确定性，主要集中在过其呼吸疾病导致的过早死亡）、住院率（呼吸疾病、早死亡避免的估算和收入弹性等层面。避免臭氧短期暴露造成的过早死亡占总臭氧健康效益的94%。在模拟臭氧的短期暴露相关死亡风险时，-38-2.美国《国家环境空气质量标准》的经济分析——以臭氧为例表152025年达标情景下美国（除加州外）的货币化健康效益评估结果贴现率70ppb（2011年美元）65ppb（2011年美元）已识别和未识别排措施3%10亿-17亿53亿-87亿臭氧效益7%21亿-47亿100亿-230亿3%19亿-42亿93亿-210亿PM2.5协同效益7%31亿-64亿160亿-320亿29亿-59亿150亿-300亿总效益3%7%8.6亿-14亿22亿-35亿仅纳入识别措施3%17亿-39亿40亿-90亿臭氧效益7%26亿-53亿61亿-120亿24亿-49亿57亿-120亿PM2.5协同效益总效益USEPA采用的是没有阈值的线性函数，减少臭氧总健康效益的98%。协同效益评估中假设的是不浓度带来的健康效益估算的是未达标区域和臭氧同粒径的PM引起的过早死亡风险是相同的，未浓度降至最低模拟浓度的达标区域。但实际上，识别比PM2.5更小粒径的PM对健康的影响，这USEPA很难在低浓度区间（20ppb以下）准确识是因为科学证据还不足以对其健康影响进行差异别C-R函数的形状。USEPA基于7个健康影响化和精细化的评估。此外，和CAAA的评估类似，文献（包括4个多城市研究和3个整合研究），USEPA采纳科学委员会所建议的，假设PM2.5暴结果表明：8小时日均最大值的臭氧浓度引致的露反应关系-暴露变化和死亡效应变化之间有一所有过早死亡均发生在20ppb以上，降低臭氧浓个20年的滞后时间节点。也就是说，RIA估算度到35-55ppb之间可减少84%的过早死亡率。的是臭氧暴露20年后对公众造成影响的死亡效USEPA评估了40-60ppb假设阈值的影响，结果应，这会影响不同贴现率下的对避免过早死亡的显示50ppb或以上的阈值对长期臭氧暴露引起的效益评估结果。另一方面，每吨效益评估方法也呼吸道疾病效益产生的影响更大，而低过该潜在存在不确定性，这仅反映出减排的地理范围、行阈值的影响相对较小。收入弹性对使用WTP函业扥和估值相关的空气质量和效益模型假设，而数建模的过早死亡率影响很大（90%-130%不无法准确反映出当地的人口密度、气象学、暴露等），但收入弹性对发病率估值影响要小得多。关系、基线健康影响发生率等。因此，采用该方最后，户外非畜牧业的农业劳动者的生产力提高法估算的协同效益将会比空气质量模型所得出的的经济价值较高。达到70ppb标准的货币化劳工协同效益估值更高或更低。67-93%可避免的长生产力效益约为170万美元，而达到65ppb标准期PM2.5过早死亡发生在较高PM2.5浓度水平（较货币化效益则为890万美元。高和较低是指美国的浓度水平范围），与O3引致过早死亡评估一样的是，USEPA也很难明确低PM2.5效益的不确定性，主要集中在过早死亡PM2.5浓度下的C-R函数的形状。的健康影响评估上。PM2.5过早死亡的协同效益占-39-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估早在2001年5月，欧盟委员会就启动业、人类健康和环境的影响，欧盟委员会通过了新了欧洲清洁空气计划(CleanAirforEurope，的清洁空气政策。本次通过的欧盟清洁空气规划CAFE)，这是针对空气污染的一项长期的、战（CleanAirProgrammeforEurope，CAPE）是最新略性的和综合性的政策建议，旨在减少空气的欧盟清洁空气政策框架，分别确立了2020年和污染对人类健康和环境造成的重大负面影响2030年空气质量战略目标。2030年长期目标要求和风险。为了确保CAFE的政策制定的科学因PM和O3引致的健康影响（过早死亡率）相比性和保护有效性，欧盟开展了相应的政策效2005年减少52%(EuropeanCommission，2021)。果量化评估，即健康影响评估(HealthImpact此后，为了促进各成员国达到指令设置的空气质量Assessment，HIA)。HIA分析包括以下步骤和目标，2016年欧盟委员会修订了国家排放上限指内容：(1)排放量的量化；(2)欧洲各国污染物令(NationalEmissionsCeilingsDirective，NECD)，扩散和大气化学过程及特征的描述；(3)暴露水旨在要求欧盟各国制定和履行五种污染物（SO2、平的量化，包括受空气污染影响的人群、生态NO2、VOCs、NH3、PM2.5）约束性减排比例的承诺，环境和建筑物；(4)量化空气污染的影响和损害，类似于我国的排放总量控制要求。主要是死亡率和发病风险；(5)评估结果分析；(6)不确定性评估。这一时期针对CAFE的HIA国际应用系统分析研究所(International分析也为后续欧盟清洁空气政策经济分析奠定InstituteforAppliedSystemsAnalysis，IIASA)了重要的方法基础。基于其开发的温室气体与空气污染交互协同模型(Greenhousegas-AirpollutionInteractions欧盟委员会环境总司于2005年发布了第andSynergiesmodel，GAINS)，开展了欧盟各一个CBA研究，得出结论：在没有CAFE措施项清洁空气立法和政策的成本效益分析和成本有下，2000年由于PM10和O3引起的健康损失效性分析。2017年，IIASA重新评估了欧盟最新高达欧盟（当时为欧盟25个国家）GDP（近的清洁空气战略的成本、效益和经济影响，以及9万亿欧元）的3%-10%。如果致力于遵守现对创新和竞争力的影响。IIASA采用欧盟能源系行各项指令中的标准限值，至2020年，欧盟统模型（EnergySystemsModeloftheNational产生的经济效益预测为年均870亿-1810亿欧TechnicalUniversityofAthens，PRIMES模型），元，人均效益达到191-397欧元/年。模拟能源消费和能源供应系统，分析两种排放控制情景下，实现CAPE2030年空气质量战略目标2013年12月18日，为进一步减少工业、的成本和效益。交通、能源等有害空气污染物排放对植物、农-40-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估3.1情景设置与分析步骤IIASA的评估主要基于两个情景，分别为系统的影响评估。评估还提供了与生产力损失和基准(2016REFERENCE)情景和气候和能源政医疗成本等问题的更多详细信息。策(CLIMATEANDENERGYPOLICY)情景。这两个情景的差别在于基准情景指的是当前的一种评估使用的方法是基于IIASA此前在能源基础现状，而气候和能源政策(CLIMATEAND外部性(ExternalitiesofEnergy,ExternE)项目ENERGYPOLICY)情景则考虑了欧盟2030年气（ExternE，1995年、1999年、2005年）和欧候与能源政策框架下为达到节能减排目标而制定洲清洁空气计划（CAFE）的CBA下开发的影响的各类减排政策，并且设置的政策目标也有所路径方法，如下图所示。这种方法遵循从排放到不同。在这两个情景中，分别对实施2017年欧扩散和暴露再到影响量化及其评估的逻辑过程，盟所有基于排放源控制的现有立法（2017年立大致分为六个主要步骤，包括：（1）排放估算；法），和以最低成本实现NECD减排要求(emission（2）减排成本估算；（3）描述污染物化学和扩reductionrequirements，ERR2030)所需的额外散过程；（4）量化暴露反应关系；（5）量化影措施，进行了成本效益评估。响评估；（6）估算经济价值。IIASA评估主要侧重于评估上述情景下2025评估覆盖了欧盟国家减排承诺中的五种一次年和2030年对欧洲的健康影响。过去的研究发污染物，包括：二氧化硫、氮氧化物、挥发性有现，健康影响在欧洲空气污染的CBA中占主导机化合物、氨和细颗粒物。这五种污染物与颗粒地位。IIASA评估在健康影响的基础上还进行了物和NO2污染、环境酸化、富营养化和近地面臭扩展，增加了对建筑材料、森林、作物以及生态氧污染相关，对人类健康和环境可以造成重大负面影响。图7方法步骤0102污染物化学03暴露反应0405排放估算和扩散过程关系量化影响评估经济价值NH3,NOX,一次和二次颗人类,农作物,死亡率,发病PM2.5,SO2,粒物,臭氧,建筑等率,作物损失,VOCsNO2材料损坏等来源：IIASA，2017-41-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例3.2减排成本评估成本评估主要包括因法规实施而产生的直接（ERR2030），减排成本将额外增加9.5亿欧元减排成本和因直接成本变化所影响到的生产模式、/年，约占GDP的0.006%，或每人每年1.86欧研发、投资、生产力、就业和消费而产生的间接元。相较之下，在气候和能源政策情景中，化石减排成本。CAPE评估的减排成本包括减排措施燃料消费的降低可将实施现有立法的减排成本降与技术的投入、运营和维护成本，是在特定目标下，至710亿欧元/年。而达到ERR2030所需的额基于最小化成本的减排路径来评估直接成本。外措施要求，将增加5.4亿欧元/年的减排成本，即GDP的0.004%，约每人每年1.05欧元。对于每个国家，CAPE考虑了大约2000项单独减排措施的成本和影响，并确定了实现规定的由此看出，气候和能源政策情景下的减排成环境质量目标的具有成本有效性的排放控制措施本比基准情景下更具有成本有效性，也就是说欧组合。在成本最小化方法中，所有2000项措施盟气候和能源政策驱动改善空气质量是最佳方案。的应用率都作为决策变量，因此成本最优解决方从行业层面来看，超过50%的总减排成本来自于案规定了当前立法基线和最大可行削减案例之间对道路车辆排放的控制，电力、工业、和非道路每项措施的实施率。除了可缩小基线预测水平和移动源分别占比13%。相比之下，农业仅占总成减排要求（ERR）之间排放差距的具体措施组合外，本3%，但为达到NECD所需的额外减排措施成成本效益分析还提供了与这些措施相关的排放控本中有40%来自于农业。欧盟28个成员国在基制成本估计(Amannetal.，2017)。准情景下的减排成本大于气候和能源政策情景。气候政策下实现NECD的成本为715亿欧元/年，基准情景下，欧盟成员国2030年实施所有比基准情景下的减排成本节省将近100亿欧元/基于排放源的现有立法的成本（2017年立法）年。为探索经济发展的替代发展情景假设对优化约为792亿欧元/年，约占GDP的0.53%，也结果的影响，可以对直接成本进行敏感性分析。即每人每年153.8欧元。为实现NECD减排要求表162030年空气污染控制成本基准情景气候和能源政策情景ERR20302017年立法额外成本2017年立法ERR2030额外成本80180960百万欧元/年792200.533%7100171540539155.610.006%GDP百分比0.527%1.860.472%0.476%0.004%欧元/人153.75137.8138.841.05来源：IIASA，2017-42-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估3.3效益评估欧盟CBA的重中之重一直以来都是健康效工作中。主要分析步骤与USEPA的评估方法类似，益评估。IIASA报告在延续针对CAPE的HIA评从排放、扩散和大气化学、暴露、影响到经济价估方法（基于CAFE的HIA做了更新）基础上，值评估。健康影响估值基于健康影响乘以每个影涵盖了更精准的空气污染暴露造成的工作日损响的单位价值(unitvalue)。例如，因呼吸道疾病失。由于量化和货币化生态系统损失向来是主要住院人数乘以住院费用。这里的单位价值是用来挑战，IIASA报告基于气候变化对欧洲生态系统描述与健康影响相关联的全经济效应/影响，包的空气污染影响及应对策略(EffectsofClimate括医疗成本、生产力损失、规避过早死亡和疾病。ChangeonAirPollutionImpactsandResponseStrategiesforEuropeanEcosystems，ECLAIRE)CAPE的HIA方法与CAFE保持一致，主要研究首次对森林（生产力和碳封存）和生态系统的调整就是纳入了最新的科学依据，例如纳入了进行了初步的经济分析。在此类成本效益研究中，CAFE中未纳入的O3长期暴露。欧盟委员会于大部分评估的损害或收益不会包含在GDP中，例2013年委托WHO开展了欧洲空气污染的健康影如公共卫生方面的指标变化（例如过早死亡、疾响(HealthResponsetoAirPollutantsinEurope，病产生的疼痛和痛苦）和自然资本的增减。少部HRAPIE)研究，旨在进一步更新和填补关于O3、分的健康和生态损失可能在GDP中已被计算，但PM2.5、NO2死亡率评估和发病率（住院率、支不会超过总损失估值的5%。这类损失主要包括：气管炎、缺工天数等）的科学依据空白。但是，建筑材料和文化遗产损失（额外维护工作的经济IIASA的HIA无法纳入所有的HRAPIE建议，主要成本和建筑行业支出）、农作物和森林损失（生是出于以下三方面的考虑。第一，当时的科学依据产力损失致使价格升高，以及石灰和虫害控制成暂未积累用以估算O3健康影响的足够的暴露数据；本）、医疗成本（药品和住院费用，也涉及到医第二，各方专家就NO2人口暴露的程度尚未达成疗行业的收入和就业）、病假和缺工天数损失（尤共识，因此HIA没有量化NO2健康效应；第三，为重要对国家经济产生长期影响）。由于很难避免重复计算，健康效益分析中未纳入O3和NO2长期暴露的死亡影响(主要考虑PM2.5健康效益长期暴露效应)。HRAPIE指出一些NO2和PM2.5长期效应的重叠程度最多有33%，也就是说至少影响路径法(impactpathwayapproach)是欧有67%的NO2效应未计入PM2.5浓度反应函数内，盟首选的健康效益评估方法，最早由ExternE项存在影响低估方面的偏差。目(ExternE,1995,1999,2005)和CAFE的CBA提出，已被应用于2013年对空气污染专题战略如下表所示，基于HRAPIE研究建议，(ThematicStrategyonAirPollution)修订的分析IIASA的HIA更新了CAFE中的HIA估值。与CAFE的HIA评估方法相比，HIA除去了呼吸道症状用药情况，因为HRAPIE研究证明呼吸道用-43-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例药对总健康损失的贡献并不显著，并减去了呼吸及儿童支气管炎。最新科学证据表明，儿童哮喘道症状天数一项，因其与一些限制活动天数有重症状持续约两周，每个病例每天的影响估值为42合。同时，HIA新增了哮喘儿童的哮喘症状，以欧元。如果将新增健康影响的WTP估值进行合表17CAPE健康影响评估（HIA）的更新估值（2005年价格）健康影响/人群单位成本单位O3效应57,700/133,000欧元/寿命年损失（VOLY）109-222万欧元/死亡（VSL）长期暴露引起的死亡率：寿命年损失，或过早死亡57,700/138,770欧元/寿命年损失（VOLY）急性暴露的死亡率2200欧元/例呼吸疾病住院2200欧元/例心血管疾病住院42欧元/天轻微限制活动天数PM2.5效应57,700/133,000欧元/寿命年损失（VOLY）长期暴露引起的死亡率：寿命年损失，或过早死亡（全死109-222万欧元/死亡（VSL）因和cause-specific死亡）急性暴露的死亡率57,700/138,770欧元/寿命年损失（VOLY）婴儿死亡人数160-330万欧元/例成人慢性支气管炎53,600儿童支气管炎588欧元/慢性支气管炎新病例数呼吸疾病住院2200欧元/例心脏病住院2200欧元/例限制活动天数92欧元/例缺工天数130欧元/天哮喘症状、哮喘儿童42欧元/天NO2效应（未量化）欧元/天57,700/133,000长期暴露引起的死亡率：寿命损失年，或过早死亡109-222万欧元/寿命年损失（VOLY）欧元/死亡（VSL）急性暴露的死亡率57,700/138,770儿童支气管炎588欧元/寿命年损失（VOLY）呼吸疾病住院2200欧元/例来源：IIASA，2017欧元/例-44-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估计汇总，将可能导致结果高估，但由于哮喘对儿的O3标准RIA不同的是，欧盟EIA中并未纳入童的影响高于成人，因此这种也会抵消一部分影父母请假照顾孩子而造成的缺工天数的估值。响值高估方面的偏差。HIA的局限性是仅纳入了6-12岁儿童的年龄组的风险人群。HRPAIE建议与USEPA一致，欧盟CBA货币化健康效益将哮喘儿童的年龄段扩大到6-18岁，并提出哮评估结果显示，空气污染带来的死亡风险是最大喘敏感性的年龄可能会持续到22岁。与USEPA的健康损失。量化死亡率影响主要基于过早死亡人数和总寿命损失年两个指标，过早死亡主要通表18欧盟28个成员国量化和货币化健康效益2005年2016年基准情景气候和能源政策情景2017年立法ERR20302017年立法ERR2030O33023222222急性发病率2020191919呼吸疾病住院9287848583心脏疾病住院12381982439804248065379252轻微限制活动天数50022279208221972043PM2.5449274250264245慢性死亡（YLL）慢性死亡（死亡人数）10000365211192203189婴儿死亡1341659602635591成人慢性支气管炎16890828781儿童慢性支气管炎12470636762515845288525263879278290259085呼吸疾病住院14248968614624196603361266心脏疾病住院141386989638967426275限制活动天数缺工天数哮喘症状天数来源：IIASA，2017-45-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例过统计寿命值(thevalueofstatisticallife，VSL)相比于2005年的52亿欧元，基准情景和气候估算，统计寿命价值范围在109-222万欧元；政策情景下，如果实施NECD，因O3限制活动寿命损失年则通过寿命年值(thevalueofalife天数带来的损失分别降至约34和33亿欧元。因year，VOLY)估算，寿命年值的范围在5.77-13.87PM2.5引致的长期死亡率（VSL平均数）的健康损万欧元。HRAPIE团队对慢性支气管炎的健康影失经济价值最大，2005年为9980亿欧元，如果响开展了新的解读，HEIMSTA研究的中位数估值实施基准情景和气候政策情景下的NECD，PM2.5显示成人慢性支气管炎的估值从CAFE的20.8万引致的长期死亡率的健康经济损失分别降至5550欧元降至5.36万欧元。相较USEPA，BenMAP亿欧元和5450亿欧元。此外，两个情景下因政模型中的儿童支气管炎的估值—45万美元远高于策实施所规避的医疗成本过半，从2005年46亿CAFE和CAPE估值。欧元降至平均22亿欧元/年。更重要的是，CAPECBA基于CAFECBA将缺工天数缺工天数估值从94欧元/天增至130欧元/天。此前的缺工天数估值来自于英国工业联合会对雇值得关注的是，CAPE经济分析明确了缺工主的缺勤成本评估，其采用了94欧元/天（2005天数是CBA中的重要部分。因空气质量改善预期年标准）的价值，包含了雇主的直接成本，例如减少的缺工天数的直接经济价值估计在7亿-30病假工资、产出损失和临时员工分配或加班的成亿欧元/年，可以抵消掉相当大的一部分减排成本。本。但问题是，缺勤成本评估仅纳入了直接成本，CAPE对空气污染缺工天数影响的评估使用了与忽略了与客户满意度和产出质量相关的间接成本，TSAP的CBA中同样的估算方法，但更新了就业而这可能会导致未来业务损失。据估算，间接成和缺勤统计数据，旨在纳入工作日损失的发病率本大约是直接成本的两倍，CAPECBA相应提高影响。2005年欧洲因空气污染约造成1.42亿个了缺工天数的经济估值。工作日损失，相当于185亿欧元，预测到2030年在基准情景下实施现行立法，工作日损失将降WHO数据库还提供了更精准的住院治疗成至7400万天，折合经济价值约96亿元。在气候本。由于其假设因呼吸道或心脏疾病住院后的平和能源政策情景下实施NECD，工作日损失将进均住院天数仅为3天，CAFE的CBA中所采用一步降低至每年6600万天，约合8６亿欧元。的COI方法低估了住院成本。根据WHO医院发从人均角度来看，相当于每个雇员的缺工天数从病率数据库(HospitalMorbidityDatabase)，欧每年0.63个工作日降至0.3个工作日。盟国家由于呼吸疾病和心血管疾病住院的平均天数分别为7.3天和8.6天。WHOCHOICE(World欧美以及WHO、OECD和世行等国际机构HealthOrganization-CHOosingInterventions的研究均达成共识，空气污染影响经济生产力。thatareCost-Effective)数据库进一步更新欧盟首先，空气污染通过四种渠道影响生产力：急性国家住院成本平均为280欧元/天，住院总成本暴露发病率影响（导致无法参加工作）、缺勤影响、约为2240欧元。尽管调整了住院天数和成本，死亡率影响（减少劳动力）、慢性疾病（心血管但欧盟CBA货币化住院成本并没有包含治疗费和呼吸道疾病所致的无法工作）。IIASA认为欧用、疾病WTP、以及疼痛和痛苦成本，所以仍低盟CBA在生产力影响评估部分的分析结果相对保估了空气污染的总住院成本。守，仅纳入了急性暴露发病率影响对生产力的影O3轻微限制活动天数的经济损失降幅最大，-46-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估响，忽略了死亡率影响，评估可能低估了对生产木材产量，森林碳封存机会丧失。第二，使用陈力损失的影响。述偏好调查(statedpreferecesurveys)来估算由于物种丧失而减少的自然价值。第三，利用减少非健康效益多余氮沉降而增加的自然管理成本。最后，使用监管显示偏好法(regulatoryrevealedpreference作为CAPE影响评估的补充，气候变化method，RPM)RPM方法估算减少氮排放的隐对空气污染的影响及欧洲生态系统的应对策性成本。结果表明，货币化的生态效益占比较小，略(EffectsofClimateChangeonAirPollution仅为健康效益的3-12%。2005年欧盟的生态损ImpactsandResponseStrategiesforEuropean失为180亿欧元/年，基准情景下，实施2017Ecosystems，ECLAIRE)的研究将生物多样性的年立法可降至171亿欧元/年，实施ERR2030影响进行货币化，并探索了以下几种方法。第一，可降至167亿欧元/年。在气候和能源政策情景货币化生物多样性对当地经济的损失，例如减少下，生态损失将进一步降至165亿欧元/年。-47-空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例3.4成本与效益比较成本与健康效益的比较和不确定性讨论一结论也是成立的。需要再次强调的是，避免污染带来的缺工天数是实现净经济效益的关键。成本与效益量化了健康、农作物、森林、生态系统和材料等效益，结果表明NECD产生了值得注意的是，欧盟CBA评估方法应用总巨大的净效益，主要来自于空气质量改善带来的体上低估了总效益。OECD和USEPA用VSL方过早死亡减少。欧盟成员国的整体效益成本比在法估算死亡风险的货币化，而欧盟则同时采用死亡率估值较低的情况下均超过了14倍（使用了VSL和VOLY方法。基于陈述偏好法(StatedVOLY中位数），而在死亡率估值较高的情况下PreferenceMethod,SPM)，IIASA采用的VSL则超过了50倍（使用VSL平均数）。总体来说，估值比OECD建议的数值约低50%。USEPA采实现减排的社会效益远超过私人成本。即使没有用的是基于显示偏好法(RevealedPreference量化生态系统和规避过早死亡的非市场效益，这Method，RPM)（工资风险研究）所估算的VSL，其结果会产生较高的VSL估值。此外，欧表19与不同基准线相比，欧盟成员国实现经修订的排放上限的成本和收益比较VOLY中位数2016年基准情景气候和能源政策情景EU收益EU成本1625812628960539EU净收益EU成本效益比1529812143VSL平均数16.9323.53EU收益5835545397EU成本960539EU净收益EU成本效益比5739544858来源：IIASA，201760.7784.24-48-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估盟CBA分析中没有纳入空气污染对健康可能造成成本和效益比较虽然对决策有参考价值，的其他一些影响，例如老年痴呆、肥胖、糖尿病，但欧盟认为这不足以了解空气污染治理过程中所以及NO2的健康影响等。生态系统损害评估中采有政治权衡和利益相关方的利益冲突问题。同样用ECLAIRE研究中最保守的估值，至少低估了过地，谁支付和谁受益也是很重要的问题。各国的半的生物多样性效益。在区域层面，该分析没有边际成本和效益有什么不同？谁的利益最大化？考虑欧盟成员国对非欧盟邻国的空气污染传输影哪些国家的边际效益低于边际成本？减排成本评响。欧盟28个成员国的污染传输对非欧盟国家（瑞估的结果表明，不同经济部门的减排成本不同，士、塞尔维亚、俄罗斯、乌克兰等）造成了跨界欧盟各国的效益和成本也各异（图8）。例如，传输影响。如果将这些影响纳入欧盟总损失估算，爱沙尼亚的减排总成本占GDP的0.023%，为欧将使总减排成本增加约60%。2021年发布的《第盟国家最高。爱尔兰的减排成本最高，占GDP二次清洁空气展望评估报告》(SecondCleanAir的0.022%。英国减排总成本的GDP占比不高于Outlook)指出，针对欧盟各国的清洁空气政策措0.002%，其边际减排效益远高于边际成本。决定施的CBA评估应将对邻国的溢出效应纳入分析中不同国家效益与成本比值的主要因素是各国对减(EC，2021)。少死亡风险的WTP估值差异。countriestheadditionalbenefitswillexceedtheadditionalcosts,basedontheassumptionofauniform图8欧w盟illi成ng员ne国ss‐为to在‐pa2y0fo3r0r年ed实uci现ngEmRoRrtaSlit而yr增isk加sa的cr排os放sE控ur制op成e.本0.025%1090.020%87占G%DPof比GD重P（%）€/person/year0.015%6欧元/人/年50.010%430.005%210.000%0ATBEBGHRCYCZDKEEFIFRDEGRHUIEITLVLTLUMTNLPLPTROSKSLESSEUKEU‐28单位CGoDstPsp成er本GDPCost人sp均er成ca本pita来源：IIAFSIAG，UR2E0137:ADDITIONALEMISSIONCONTROLCOSTSTOACHIEVETHEERRSIN2030BYMEMBERSTATE,PERGDPANDPER‐CAPITA4.2Market‐basedcostsandbenefits:macro‐economicandsector‐specific-49-assessmentTheJRC‐GEM‐E3modelhasbeenemployedbytheJRCtoassessmarketcostsandbenefitsoftheclean空气质量管理的成本效益分析——国际经验与案例3.5成本与效益比较欧盟联合研究中心(JointResearchCentre，值得关注的是，减少病假的积极影响意味着JRC)主要采用JRC-GEM-E3模型（CGE模型）改善欧盟就业市场。当纳入考虑由于清洁空气政来评估宏观经济背景下，清洁空气政策措施的市场策措施减少的病假天数时，分析结果表明工人生成本和效益。此处的宏观经济分析仅限于两个层面产力的提高可以促进欧盟就业，并提高居民可支的影响类别：缺工天数和农作物产量提高。基于一配收入和消费水平。欧盟在基准情景下预计拉动般均衡模型，宏观经济分析着眼于评估NECD的3.9万个岗位，而在气候和能源政策情景下带来3达标成本和效益，不仅考虑了与减少病假天数和提万个就业岗位。模型模拟结果显示减排措施促使高农作物产量相关的直接减排成本和收益，同时也就业机会将从农业部门转向其它行业。这种转变考虑了相关机制并纳入了对其它宏观经济层面的间可能需要对雇员进行技能再培训和人力资本投资，接影响。换句话说，清洁空气政策的实施会导致供配套的劳动力市场和人力资源政策在平稳过渡转给侧和需求侧变化，并起到激励经济发展的作用。型期将发挥重要作用。首先，受影响的行业作为中间投入，可通过减排措施也对竞争力和国际贸易也有影响。整个供应链传导到其他行业，因此减排措施会大减排成本上升将导致进口增加，特别是农产品。与幅提高对低排放产品的需求。第二，厂商会提供非欧盟生产商相比，能源密集型产品的净出口稍有更多就业机会。空气污染政策影响就业岗位数下降，因为减排支出导致成本上升，会影响欧盟的量和工资，从而间接影响到家庭的可支配收入产品价格竞争力。电力行业减排成本占总减排成本(disposableincomes)和福祉。减少病假天数使近四分之一。但由于欧盟境外的电力交易量非常小，得收入和就业增加，意味着将产生一个正反馈环因此这部分减排成本对欧盟出口的影响很小，但也(positivefeedbackloop)，即家庭消费增加，消费会在能源价格角度影响经济的其它方面。驱动经济活动并提高GDP。第三，减排成本将影响到那些活跃在国际市场上的行业的竞争力，导一些能源密集型、电力产品、交通设备等其致国际贸易流动发生变化。他行业几乎不面临减排成本的压力。甚至由于减排政策，这些行业获益于其它行业生产需求下降对成本和效益的宏观经济评估结果表明，导致的劳动力和资本成本的下降。由此看出，减NECD的实施带来了社会净效益。避免因空气污染排政策的实施对上述行业能增加其产出和出口。相关疾病导致的缺工天数产生的正效应是实现社会同时，劳动力向出口导向行业的转移也会小幅度净效益的关键因素和机制。为达到ERR减排目标，的提高欧盟总出口额。模型结果表明，2030年基农业承担了40%的的额外减排成本，使得农业产于气候和能源政策情景下能源密集型的出口导向出减少0.08%。在考虑到污染减排带来的避免缺行业减排成本远低于其他情景，这也会对出口产工天数和农作物产量提升的效益后，可以抵消一部生积极影响。如果将规避缺工天数的效益纳入考分农业产出的减少。对于其它部门，在考虑到缺工量，实施减排政策情景的出口将大于没有空气质天数减少的收益后，减排措施会使产出水平提高。量政策的情景，但是各行业间出口影响存在差异。-50-3.欧盟《清洁空气规划》的经济评估3.6创新和竞争力影响欧盟的研究结果表明，环境政策对就业产合理有效利用资源，更快获得强大的竞争地位。生的净效应影响，或为正或为中立。尽管采用最最新研究(Albrizioetal,2017)的结果也印证了该低成本法识别出具有成本有效性的减排措施组假设，环境政策不会对经济造成负面影响，环境合，但环境政策还是会给某些行业带来更高的生政策是加速激励经济发展的驱动力。北欧竞争管产成本和负面的就业影响。但是，减排措施在带理机构的联合报告也证明了通过经济政策手段来来成本的同时，通过环保投资可以刺激就业，给反映出环境外部性，例如环境税，可以促使产生经济带来了积极的正效应影响。具体来说，根据经济和环境政策的正向关系(NordiccompetitionJRC-GEM-E3模型，除农业和炼油厂外，欧盟authorities，2010)。经济合作与发展组织CAPE的净就业影响均为正。(OrganisationforEconomicCo-operationandDevelopment，OECD)绿色发展报告也指出了就假设欧盟境外的其他国家也实施类似的清洁业、经济增长、绿色政策之间的正向关系（OECD，空气减排措施，那么CAPE带来的积极经济影响2017）。会更大，相关政策可以提高欧盟的相对竞争力，并激励环境技术出口。这就是技术创新过程中的“先发优势(firstmoveradvantage)”所带来的正面效应。例如，20世纪70年代荷兰污水处理技术出口、90年代德国脱硫技术以及碳捕捉与封存(CarbonCaptureandStorage，CCS)技术出口、2000年丹麦风电技术出口等。同时，欧洲车辆标准加严，也激励了中国、印度、中东地区制定和实施相应的法规。但是，未来国家之间环境技术贸易存在很大的不确定性，且尚缺乏相关的价格差异的数据。IEA(2016)针对未来全球减排情景的预测表明，亚洲是潜在的关键清洁技术出口市场，但实际的技术出口则取决于本地生产商对技术知识的复制和改进速度。根据波特假说(Porter-hypothesis)，适当的环境规制将刺激技术革新，加严环境标准可发挥重要引导作用，有助于提高效率和鼓励创新、提高竞争力。也就是说，相比更晚引入环境政策的国家，先行者通过专利和快速学习来开拓创新，-51-参考文献Albrizio,Silvia,TomaszKozluk,andVeraZipperer."Environmentalpoliciesandproductivitygrowth:Evidenceacrossindustriesandfirms."JournalofEnvironmentalEconomicsandManagement81(2017):209-226.Amann,Markus,etal."ProgresstowardstheachievementoftheEU'sairqualityandemissionsobjectives."(2018).Amann,Markus,etal."Costs,benefitsandeconomicimpactsoftheEUcleanairstrategyandtheirimplicationsoninnovationandcompetitiveness."IIASAReport;InternationalInstituteforAppliedSystemsAnalysis(IIASA):Laxenburg,Austria(2017):1-59.Bachmann,John."Willthecirclebeunbroken:ahistoryoftheUSNationalAmbientAirQualityStandards."JournaloftheAir&WasteManagementAssociation57.6(2007):652-697.DepartmentforEnvironment,FoodandRuralAffairs,U.K."LocalAirQualityManagement,PracticeGuidance1:EconomicPrinciplesfortheAssessmentofLocalMeasurestoImproveAirQuality."(2009).Epple,Dennis,LindaArgote,andRukminiDevadas."Organizationallearningcurves:Amethodforinvestigatingintra-planttransferofknowledgeacquiredthroughlearningbydoing."Organizationscience2.1(1991):58-70.EuropeanCommission."AEuropeanGreenDeal,Strivingtobethefirstclimate-neutralcontinent."(2021).https://ec.europa.eu/info/strategy/priorities-2019-2024/european-green-deal_enEuropeanCommission."SecondCleanAirOutlook(COM(2021)3)."(2021).https://ec.europa.eu/environment/air/clean_air/outlook.htm-52-Hammitt,JamesK."Valuingchangesinmortalityrisk:livessavedversuslifeyearssaved."ReviewofEnvironmentalEconomicsandPolicy(2020).Hartwick,JohnM.,NancyD.Olewiler,andRenatePreuss."Theeconomicsofnaturalresourceuse."(1998).HealthEffectsSubcommitteeoftheCouncil."ReviewofEPA'sDraftHealthBenefitsoftheSecondSection812ProspectiveStudyoftheCleanAirAct."(2004).http://www.epa.gov/advisorycouncilcaa.Hutton,Guy."Economicevaluationofenvironmentalhealthinterventionstosupportdecisionmaking."EnvironmentalHealthInsights2(2008):EHI-S1152.InternationalEnergyAgency."ExperienceCurvesforEnergyTechnologyPolicy."(2000).Dutton,JohnM.,andAnnieThomas."Treatingprogressfunctionsasamanagerialopportunity."Academyofmanagementreview9.2(1984):235-247.Kniesner,ThomasJ.,W.KipViscusi,andJamesP.Ziliak."Policyrelevantheterogeneityinthevalueofstatisticallife:Newevidencefrompaneldataquantileregressions."JournalofRiskandUncertainty40.1(2010):15-31.Kotchen,MatthewJ."Cost-benefitanalysis."Encyclopediaofclimateandweather,2ndedn.S.SchneiderandM.Mastrandrea(ed.),OxfordUniversityPress,Oxford(2011).https://environment.yale.edu/kotchen/pubs/CBAchap.pdfKrewski,Daniel,etal.Extendedfollow-upandspatialanalysisoftheAmericanCancerSocietystudylinkingparticulateairpollutionandmortality.Vol.140.Boston,MA:HealthEffectsInstitute,2009.Krupnick,Alan."Mortality-riskvaluationandage:statedpreferenceevidence."ReviewofEnvironmentalEconomicsandPolicy(2020).Robinson,LisaA.,etal."Referencecaseguidelinesforbenefit-costanalysisinglobalhealthanddevelopment."(2019).Nordiccompetitionauthorities.“CompetitionPolicyandGreenGrowth.”(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