中国经济展望专刊︱篇四：中国城市污染进入新时代？

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如今，污染已变成了中国经济发展的“附骨之疽”。早期粗放式的重污染工业遗留了巨大的问题，这严重威胁着中国经济发展的明天。本文研究了污染对中国经济未来发展的影响，以从普通人到全球不同尺度的视角，分析中国污染问题的严重性和随着经济发展中国对待污染问题的态度改变。不论如何，污染问题不仅仅关系着中国经济，更关系着每一个中国人的未来。

上世纪70年代末,经济改革造就了持续快速发展的中国经济奇迹，也带来了空气污染、水污染等环境成本。以空气污染为例，由颗粒物带来的空气污染通常用PM2.5或PM10衡量，即空气动力学直径分别小于10、小于2.5微米的颗粒。2013年，与世界卫生组织所规定的浓度相比，有99.6%的中国人口所面临的PM2.5已经超过该水平 (Brauer 等，2015)。根据亚洲发展银行报告，在中国的500个城市中，只有不到1%的城市空气质量达到世界卫生组织建议的标准，而在全球十大污染城市中，中国有七个城市位列其中。

上世纪80年代，在中国经济改革开始之初，许多城市已经遭受重工业的黑烟、发电厂和冬季供暖机组的大量燃煤所害，这也给南方城市带来严重的酸雨污染(He, Huo 和 Zhang 2002)。但上世纪80年代，邓小平提出了新的经济发展政策，随后中国的污染问题越发严重，在21世纪煤炭消费突飞猛进时，环境挑战也更为尖锐。以中国经济发展与大气污染的联系为例，从1980年到2012年，中国每年的煤消耗量从每年不足7亿吨增长到每年接近40亿吨。如图1所示，20世纪90年代末，中国耗煤量约为世界其他国家耗煤量总和的1/3。而到了2012年，中国的耗煤量已经几乎等同于世界其他国家耗煤量之和。燃煤导致中国的二氧化碳总排放量飙升，在全球二氧化碳排放量所占的份额从2000年的12.8%上升到2012年的23.6%。

图一、中国和世界其他地区的煤炭消耗量。

（数据来源：美国能源信息管理局

 https://www.eia.gov/cfapps/ipdbproject/IEDIndex3. cfm?tid=1&pid=1&aid=2.）

大量燃煤和快速工业化给中国带来了一系列的污染物，包括二氧化硫和氮氧化物，为简单起见我们将重点讨论颗粒物（Guan 等，2014; Chen, Ebenstein, Greenstone, 和 Li ，2013）。在中国，2016年居住在城市的人口达56%，且这个比例将随时间继续上升。中国几百个城市的环境质量有所不同，如厦门是个空气相对干净的沿海城市，而北京则面临严重的雾和霾；2013-2014年冬季,这两个城市的平均PM2.5浓度分别是45 μg/m3和108 μg/m3。从国际历史角度看，2011年北京的总悬浮颗粒物浓度为118 μg/m3，而1960年匹兹堡的总悬浮颗粒物浓度为160 μg/m3 (Davidson，1979)。

在本文中，我们首先概述了中国城市发展模式背后的制度背景和驱动因素。我们着眼于近几十年来逐渐严重的空气污染，令人惊讶的发现是，过去10-15年间，中国许多城市地区的PM10浓度一直在下降。我们进而研究空气污染的成本，包括人类健康的成本、工人生产力的下降和人们为减少污染程度而采取的措施，体现在补偿房地产价格差、购买口罩和空气过滤器等。我们也讨论了收入增长如何提高人们对环境设施需求，从而增加环境保护的政治压力，进而讨论中国用于减少污染的政策工具。最后，我们得出结论，随着中国政府准备在未来30年内继续迁移3亿人口到城市，中国将通过转变制造业为服务业、提高能源效率和节约资源的方式来减少污染。总体而言，我们认为中国在未来几年中将改善其环境绩效。

中国共产党成立早期，党领导人希望在苏联（中国当时主要的贸易伙伴）周边设置重型制造业工厂，使运输成本最小化，而环境保护的重要性并未被优先考虑。在第一个五年计划（1953-1957年）期间，中国在苏联的帮助下建成了156个国家工业项目，如图2A中黑点所示。这些项目主要位于东北地区和中部地区的城市， 是因为中部地区有大量煤炭，而东北地区则有良好的工业基础，以及二战期间日本占领时留下的基础设施。

图二、1949年后中国工业产业地理分布图

A.1953-1978年发展的工业城市/地区

B.1979－1997年发展的工业城市

（来源：维基百科）

上世纪80年代初，中国开始由计划经济转向市场经济。对追求利润最大化的公司而言，在决定地理位置时，交通成本的重要性日益增加。中国的沿海城市因具有进入全球市场的地理优势，因而成为全国最吸引私人制造企业的区域(Zheng, Sun, Qi 和 Kahn，2014c)。图2B中的黑色三角形代表邓小平指定的“沿海开放城市”和“经济特区”。在2000年代中期，全国就年销售额超过500万元的工业企业而言，有65%的制造业就业量位于沿海地区，这一比例在1980年只有42%。这种地理集中现象也意味着一些特定的工业城市是污染的集中点。

图三展示了中国自建国以来（1949-2015）煤产量和钢铁产量的变化。两个生产指标都在1980年代之初经济改革开始之后稳步攀升，并在2001年中国加入世界贸易组织之后快速增长。今年开始，产量开始有所下降。

图三、1949－2015年中国煤炭产量和钢铁产量图（亿吨）（来源：中国汽车工业年鉴，中国能源统计年鉴和中国经济统计公报）

过去十年间，北京、上海等大城市在治理城市污染方面取得了巨大进步。图4A展示了2001至2013年北京和上海PM10的浓度变化，在这段时间内两个城市的人口数量和人均收入均有所增长，而北京的PM10水平下降了39%，上海则下降了20%。另一方面，如图4B所示，河北石家庄和山东枣庄等重工业城市的PM10浓度则有所上升。图5展示了中国85个城市的人口加权平均PM10浓度，以及第25和第75百分位数的城市PM10浓度。可见这三个数字在这一时期都有所下降。

图四、2002-2013年中国部分城市的空气污染

A.北京和上海的PM10浓度 

B.石家庄（河北）和枣庄（山东）的PM10浓度

（来源：中国环保部数据中心，

http://datacenter.mep.gov.cn/).

图五、中国85个城市的PM10浓度

（来源：同图四）

近年来，PM2.5已经成为许多中国大城市关注的主要空气污染物。中国环保部（MEP）在2013年开始披露主要城市的PM2.5浓度，美国驻北京大使馆则自2008年起一直在北京市中心测量发布PM2.5数据。图6展示了美国驻北京大使馆发布的长时间序列的PM2.5数据，及中国环保部发布的北京、上海短时间序列的平均PM2.5数据。两个时间序列的北京PM2.5数据在短期内趋势相近（美国大使馆发布的数据略高）。上海的污染水平则远低于北京。北京的PM2.5水平在2008年北京奥运会举办之时达到最低，当时政府实施了许多短期措施来控制污染。在那之后，PM2.5平均浓度约为100μg/ m3，冬天则由于燃煤供暖，导致污染程度有所加重。

图六、北京和上海的PM2.5浓度

（来源：中国环保部 (http://datacenter.mep.gov.cn/) 和美国大使馆）

空气污染可在不同区域间进行转移，就像工业水污染可以向下游流动一般。在北京和香港等主要城市，许多空气污染都源于周边地区的污染排放，如北京附近和河北省和香港附近的广东省，都造成严重的跨界溢出问题。根据河北省环保部研究小组提供的关于PM2.5排放源的最新报告，河北省的钢铁产量在全球占有巨大份额，而北京18%的PM2.5和天津20%的PM2.5也可归因于此(Ecns.cn 2016)。香港也经受周边工业排放污染物转移飘入其空域的影响，在珠江三角洲，约三分之二的污染物来自于广东省的工业城市，比如东莞和佛山。自2008年以来，香港每年向广东省制造商支付约1.5亿美元，用以安装减少污染的设备（香港环保署，2013）。

虽然本文讨论主要集中于空气污染，但土壤污染和水污染也值得一提。在中国快速的城市化进程中，许多老旧、脏乱的公司从城市中心迁离，遗留下来的土壤污染成为近年来新发的严重问题。根据世界银行的一项研究，中国有超过30万块棕地（Xie 和 Li， 2010）。同时，在中国农田中发现高浓度水平的重金属污染。据估计，中国每年因土壤污染造成的经济损失达30亿美元，国内40-70%的土地已经遭受重金属和有毒肥料污染（Guilford， 2013）,这告诉我们，“自然网（web of nature）”已经使城市经济及其自然环境形成紧密联系 。如果产生污染的工厂迁离城市、进入农村，城市居民将享受工业污染减少的好处，但同时也面临着修复棕地的挑战，且因工厂搬近农田，由此带来的食品污染风险也将有所上升。最近的一些研究关注了中国主要河流的水污染，Kahn, Li 和 Zhao (2015)记录了省级边界污染水平较高的证据。造纸厂等污染行业集中于这些地区，从而使这类污染行为的社会成本流向下游。中央政府也认识到存在于行政边界的“搭便车”现象，并通过制定法规来减少跨界水污染。这类规定有助于减少定标性污染物，但不能减少非定标性污染物，如重金属等(Kahn, Li 和Zhao， 2015)。

高污染水平的损失与后果

污染水平升高有多种损失。也许最明显和最严重的是直接的人类健康损失。但除此之外，污染降低了工人的生产力，改变了房地产价格，影响了当地生活质量，也导致了全球环境问题，如气候变化。

图七、三个亚洲国家的预期寿命趋势图：日本，韩国与中国从1960—2013年的预期寿命值。（数据来源：世界银行 http://data.worldbank.org.）

从1960—2013年的中国、日本和韩国的预期寿命趋势如图7所示。在1960年代，中国的预期寿命与韩国相当。当时，许多经过医学基础知识培训的医疗服务人员被派到农村工作。这项政策有效地降低了新生儿的高死亡率和传染病的发病率。但是，在1980年代末开始，这两个国家的预期寿命出现差异，而且近年来韩国的寿命已经与日本相当。

1980年代后，中国的预期寿命曲线，经过一段时间的急剧增长之后变得相对平坦，这暗示了某些因素，如污染水平上升，可能阻碍着预期寿命。Ebenstein等人（2015）使用多个数据集证明了：中国预期寿命的实际增长低于按照国家人均收入增长所得的预测值。他们研究1991–2012年间中国的收入、污染与死亡率的关系。他们证明了城市GDP与预期寿命之间的正相关关系。他们还发现，城市大气颗粒物污染与寿命之间的负相关关系，这是由心肺死亡率的升高导致的：例如，PM10每增长100µg/m3 会导致新生儿预期寿命下降1.5年和5岁儿童寿命下降2.3年。Hanlon和Tian（2015）使用现代中国和19世纪末的英国的跨城市数据，研究污染产业集聚与死亡率之间的关系。在这两种情形中，重工业和死亡风险之间都存在正相关关系，尽管这种正相关关系在现代中国没有英国历史上那么明显。

还有其他研究也是针对中国的空气污染与寿命关系的。Chen等（2013）发现，中国以淮河为界区别化供暖政策，在淮河以北城市通过供应锅炉煤提供免费的冬季供暖，但在淮河以南则不予供暖，导致了淮河以北的总悬浮颗粒物环境浓度大约高于南方达184µg/m3 。这种污染导致了北方平均预期寿命下降5.5年，归因于心肺死亡率增加。

空气污染的健康成本也直接反映在死亡率和发病率上。Aunan和Pan（2004）发现，每增加1µg/m3 PM10和二氧化硫，会导致总死亡率分别增加0.03和0.04个百分点，同时心血管疾病的住院率分别增加0.07和0.19个百分点，同时因呼吸系统疾病的住院率增加分别为0.12和0.15个百分点。长期的PM10水平对慢性呼吸道症状和疾病的影响，是每1µg/m3PM10对成人和儿童分别增加0.31和0.44个百分点的患病率。

中国污染造成的健康损害给中国经济带来很大的负担。据Matus等（2012）的研究，臭氧及颗粒物浓度超过背景值，已经导致2005年的消费损失为160—690亿美元（或7—23个百分点）。在另一项研究中，Kan和Chen（2004）发现，2001年上海由于空气颗粒物污染造成的健康影响之总经济损失约为6亿2500万美元，占上海市GDP的1个百分点。Wang和Mauzerall（2006）估算：枣庄，这个严重依赖煤炭的华东城市，2000年由于人为排放引起的健康损失，是该市GDP的10个百分点。

环境空气污染的损失可以通过投资自我保护来减少。中国城市居民可以选择在城市的哪个区域生活以及采取何种私人防护措施，如购买口罩和空气过滤器，以及花多少时间在室外。

这些适应策略在中国随时间越来越重要。过去，中国护照或户口制度限制了个人用脚投票并跨越城市或从农村到城市的迁移能力。在市内，公司提供附近的廉价住房以减少通勤时间。此外，对于污染怎样影响健康和生产力方面，并没有一个强烈的意识，而且也很少有相关的易感人群可以购买的自我保护的产品。但在中国现代城市，市民通过住址选择和自我保护措施至少对空气污染暴露有所控制，特别是城市中的富人可以大大减少他们的污染暴露时间（Kahn 和 Zheng 2016）。

在一个工人和企业自由竞争的城市开放系统，地理污染热点可以影响企业、工人、房地产价格和工资的空间分布。Hanlon（2016）创建的结合局部污染效应的空间均衡理论可以解释：地方工业增长带来的城市污染水平的变化是如何影响到当地经济整体发展的。他运用这一理论研究了十九世纪英国的城市，其中一些城市专门从事重煤工业，比如钢铁产业，造成了非常严重的地方污染。由于这些行业的增长（归因于全球需求），专门从事这些污染行业的城市经历了煤炭使用所带来的本地空气污染增长期。Hanlon展示了本地污染的增加大大地拖累了当地就业增长。在污染加剧的城市，在污染加重降低了工人和工厂的生产力的同时，城市产业还不得不支付更高的补贴以吸引工人。在中国的一项研究对比了呼叫中心员工每天完成的电话接通数量与空气污染指数的对比，发现了较高的空气污染会大幅降低工人的生产效率（Chang, Zivin, Gross 和 Neidell 2016） 。

Hanlon（2016）表述的空间均衡，由于中国二元户籍制度，并没有发挥作用。那时候公民被指定居住在某些地区，没有官方许可是不允许擅自迁移的。随着1980年代开始的户口制度事实上的松动以及劳动力与土地市场的自由化，不管是城市内部还是城市之间，中国城市人口对于在哪里工作生活更加自由了。由于北京是首都，它继续吸引着高技能工人和流动工人，因其整体机会和利益超过了其相对较高的局部污染带来的不舒适成本。现在，中国的城市形成了一个开放的系统，Hanlon（2016）的模型提供了相关预测。毛主席时代在东北和“老三线”建立的主要重工业城市现在落后了，因为它们以污染和衰落产业为特点而无法吸引高技能的清洁产业。

随着户口系统的松动以及劳动力和土地市场的自由化，人们也可以开始“用脚投票”。差异补偿理论可以解释城市间房地产的不同定价，以及由此产生的中国城市间不同家庭和工厂的空间分布情况（Rosen 1979；Roback 1982）。一些研究通过使用示性偏好法标准已经证明中国城市对于环境质量的需求在日益增长。

在补偿差异研究(Zheng和Kahn 2008）中，我们发现，所有其他条件相同，PM10颗粒污染每增加10µg/m3北京房价会下降4.1个百分点。在中国35个大城市的城际研究（Zheng, Kahn, 和  Liu  2010）中，我们发现，环境污染水平较高的城市房价较低，而绿色设施的边际效用日渐升高。在Zheng, Cao, Kahn, 和 Sun（2014a）的研究中，我们发掘这一事实：进入城市的颗粒物取决于主导风向和相邻城市的排放，以及来自内蒙古的沙尘暴。用风和沙尘暴作为工具变量，我们发现，平均而言，相邻城市污染输入减少10%，当地房价就会有0.76%的增长。城市间舒适度的这种变化要反映到房地产价格中，则要求移民既能意识到地方公共产品质量的差异，还能意识到这种差异影响选址决策。

减少家庭空气污染还可以购买口罩和空气过滤器。使用35个中国城市网购的数据集，在Sun, Kahn,和 Zheng（即将发表的）的研究中，我们证明，当环境污染水平超过关键警戒临界值时，中国家庭会花费更多钱购买口罩和空气过滤器。那些收入更高的人更倾向于购买空气过滤器，空气过滤器比口罩贵得多，但也更有效。这一发现表明，富人比穷人受到的空气污染暴露更少。当室外空气污染时，人们更倾向于驾驶私家车（而不是在街上行走），因此他们也会减少花在户外的时间（Neidell 2009）。根据Chen和Zhao （2011）的估算，中国城市室内颗粒物浓度平均约为室外浓度的80%，因此污染天时呆在室内的人们可以呼吸低污染的空气。受过高等教育的工人更可能从事这样的室内工作。

虽然我们这里主要关注的是中国污染所致的中国人遭受的损失，我们应该提及的是，中国对温室气体排放的贡献目前与任何国家相比都是最大的。我们没有把中国特有的损失放在整体背景下进行研究。中国现在是世界上主要的温室气体排放国。然而，Muller、Mendelsohn和Nordhaus（2011）估算，美国石油及煤产品制造业的全球外部损失是该产业的价格增加了35%。同样，中国的污染已经强加成本给周边国家如韩国（Baek，Altindag，和Mocan 2015；Jia和Ku 2016）。

更高收入带来更高意识，并不得不降低污染压力

许多经济观点表明，随着收入的增长，环境保护的需求也在上升。以美国为例基于这个问题的一个例子：Costa和 Kahn（2004）利用1940—1980年人口普查数据，对一系列工作的工资和死亡风险数据资料进行了研究。他们估计“生命的统计价值”——既然如此，工人承担高风险工作就需要得到补偿的数额。他们估计生命价值在人均GNP的1.5—1.7的范围内；因此，生命的统计价值的上升速度高于全国人均收入的增长速度。

一系列的证据表明这一模式也同样正在中国出现。作为一个例子，上一节中为减轻污染暴露的家庭开支的证据，如补偿房地产价格差异以及花费在口罩和过滤器上的费用，清楚地表明，随着收入的增加，人们正在企图减轻污染。

关于收入和污染之间的关系，也许最著名的是“环境库兹涅茨曲线”，它展示了地理位置的污染与人均收入之间关系的简化模式（Grossman和Krueger，1995；Harbaugh, Levinson, 和Wilson，2002）。在其极简模式中，这一曲线假定某地的污染程度是当地人均年收入的一个不断增加的凹函数：即随着收入增加，污染先上升，然后下降。早期的证据表明，在中国的城市地区，颗粒物浓度一直在下降，尽管经济持续增长，煤炭消费量大幅上升，这也提供了初步证据表明高收入伴随着低污染水平的压力。

我们用 83个城市2003—2012年的数据更系统地研究了中国环境库兹涅茨曲线。我们采用的因变量是城市当年PM10浓度衡量的空气污染水平。我们采用了人均收入的对数作为解释变量，也使用了人均收入对数的平方和立方以使结果中允许曲率。至于其他控制变量，我们还使用了城市人口、制造业占总产出的比重、平均受教育年限、降雨和温度指数、经度和纬度，然后使用多年时间趋势或虚拟变量的不同尺度进行研究1。

1市级变量值从《中国统计年鉴》及《中国城市统计年鉴》获取。这些变量包括；GDP（对通货膨胀进行调整后的）、城市人口（非农业人口口径）、制造业的就业比例、2000年的平均受教育年限、2007年的年降雨量，以及2007年温度不适指数。关于这些变量的定义及描述性统计，请参见Zheng, Kahn, 和 Liu（2010）。

我们的回归结果见表1。第一二列是相同的，但一列用的是多年时间趋势，而另一列用的是多年虚拟变量。结果非常相似。人口越多，制造业占总就业比重越大的中国城市，污染越重。第一列中，2003–2012年间的负向时间趋势，突出强调了通过技术变革减少污染的潜力。根据我们的回归统计，我们发现，富裕的城市达到约100000元（约15000美元）的人均GDP（以2012年人民币计算）时出现转折点。

表一、中国城市空气污染的相关性

在第三四列中我们把观察资料分区为教育程度较高和较低的城市（按照平均受教育年限），然后在第五六列分为早期（2003—2007年）和后期（2008—2012年）。教育程度较高的城市，比那些低于城市中值的教育程度较低的城市，其转折点更早些，与这一假说是一致的：具有较高教育程度的公民为降低环境损失，会更倾向于关注环境成本，并倾向于战略选址，或施加政治压力。比较第五六列的结果，我们发现，在后期，城市的环境库兹涅茨曲线转折点出现在较低的人均收入水平上，与这一假说是一致的：随着时间的推移对环境问题的关注不断提高。

后面这一发现与Dasgupta, Laplante, Wang, 和 Wheeler（2002本刊）的说法一致：环境库兹涅茨曲线随着时间的推移向下移动。这种说法意味着，随着时间的推移，会遭受较少的地区环境损害，归因于区域发展以及发展后更早到达人均转折点。内生技术进步和清洁技术的推广为这种观测模式提供了微观基础（Acemoglu, Aghion, Bursztyn, and Hemous 2012; Acemoglu, Akcigit, Hanley, 和 Kerr 2016）。

表1所示的这种方法的优点是：对于环境空气污染的产生与暴露，它强调的是中国境内的变化。环境库兹涅茨曲线的跨国研究则对一个国家的多个城市进行了隐式平均化。这消除了国内城市的变化，这种变化产生于对于各种各样的产业和产业工人以及由地方官员实施的政策的分类2。

2 我们意识到，我们在表1中所示的关于城市间环境库兹涅茨曲线的国内证据，没能证明中国比亚洲其他地区处于更良性曲线上。为了证实这种说法，必须使用跨国面板数据：每个亚洲国家 j在时间 t上进行如下的回归计算：

Pollutionjt = Bj + Dt + f(incomejt)+ B × Chinaj × time trendt + Ujt

与亚洲其他地区相比，中国的污染/收入模式是否不同，要得出结论只有这样做：控制国家固定效应、年固定效应、以及人均收入的这个多项式，使B小于0，此处B是中国特定的时间趋势系数。鉴于目前数据的局限性，我们无法计算这一回归式。

一系列环境保护政策

新千年伊始，中国中央政府日益重视污染削减，包括气候变化的缓解与应对。中国的五年计划中提供了中国共产党中期目标所引导的蓝图。我们逐一列数了自1949年以来中央政府编制的13个五年计划中环境、能源和生态等相关的字眼。5年计划的内容向地方政府传达了如何对其工作目标进行优先排序的明确信号。前三个5年计划中几乎未提及任何与环境相关的条款。实际上，第三个5年计划对此只字未提。从第五个到第九个5年计划，约有1.8-2.5%的文字与环境事宜相关。从第十一个到第十三个5年计划中——也就是最近的三个5年计划—大约5%的文字与环境相关。我们正是以这样的数字数为研究的起点。未来的工作，将使用更多来自于计算机语言学的机器计算语义分析算法，对5年计划以及其他中国政府文件中的“绿色”词汇的细节与趋势加以量化。

根据中国政府发布的统计数据，十一五计划达到甚至超过了所有既定目标，包括能源强度削减目标 (Price et al. 2011; 还请参见Casey and Koleski 2011)。至 2014年，在十二五期间(2011–15)设定的能源强度削减数量已经达成了82.5%。在政治层面上，中国共产党强调绿色发展的动力之一，在于努力建设法制社会，向国内和国际社会释放信号，表达中共对于提升所有人生活品质的高度关心与重视(Wang 2013)。中国政府拥有一系列政治工具，用以提升环境质量：指挥与控制，对地方官员的激励，减少对能源和水提供的补贴，并引导向污染减排领域的投资。

中国共产党经常依靠指挥与控制的相关法规制度以达成城市外部性缓解目标。可供参考的示例包括关闭企业，对机动车驾驶实施限制，强制推行机动车摇号制度。基于多个监测站的每日监测数据， Viard和Fu (2015)发现，在单双号限车期间（2008年北京奥运会期间），空气污染降低19%；在每周实行一日限车期间，空气污染降低8% (2008年10月至2009年12月)。

相反， Sun, Zheng和Wang (2014)则发现北京的限车对于缓解交通拥堵产生了若干效果，但针对降低大气污染却无明显贡献。Li (2015) 比较了中国大城市中两种汽车执照分配的机制。为了应对日渐糟糕的交通拥堵及城市污染，北京要求欲购置小汽车的市民必须参加随机抽签，而上海则实施车牌拍卖制度。在这两个城市中，获得的车牌都不可转让。Li (2015) 发现，与拍卖机制相比较，不可转让的摇号方式效率不高。这一国内不同城市采取不同政策的方式，提升了社会学习的可能性，因为本地经验可供采取不同政策的城市就措施的效率和有效性提供新的认识。在其他城市学习时，它们可以采取在其他中国城市中已经取得环境改善效果的政策执行。 

中国拥有一个强大的中央政府，但是有数百个地方政府相互竞争，发挥功能。上一级的政府基于绩效评估对地方领导升职或者降职。这样的政治竞争，使得中央政府为地方官员 提供强大的激励成为可能。实际上，这在过去是作为一种工具，鼓励地方官员加快经济发展。 但是，中央政府已经改变了对地方官员的此种绩效评估和升职标准，从单纯按照以经济产出为基础的标准，转变为在绩效评价体系中纳入更多的环境目标(Zheng, Khan, Sun, and Luo 2014b; Kahn, Li, and Zhao 2015)。我们研究了2004年至2010年中国83个城市市长的升职倾向。我们发现，地方GDP增长仍然是决定其升职速度的最为重要的因素，但是与此同时，地方空气污染的减缓以及地方产业能源强度的降低对于升职机会而言也具有显著的统计相关性，特别是在东部沿海地区相对富裕的城市而言更是如此。(Zheng et al. 2014b)。

Chen, Li, and Lu (2016)评价了中国 “两控区” (TCZ) 政策的有效性。这一政策目的在于降低目标城市的二氧化硫浓度水平。他们采用了差异计量经济学方法，发现与控制组相比较 (非双控区城市), 处于双控区的城市地方行政部门自从2006年其绩效考核标准中加入污染物排放指标之后，投入了更多努力削减二氧化硫的排放。当绩效评价一部分是基于环境绩效进行时，地方官员会付出更多努力降低污染。

地方市长，特别是那些具有更高教育水平的较富裕城市的市长，面临着来自于中央政府和来自于公众的双重压力。因为地方公众越来越倾向于表达他们对于污染的关注(Kahn and Zheng 2016)。欠发达城市的市长也开始关注其城市的产业机构以及转变经济增长方式的需要。当我们对这些市长进行访谈时，部分市长承认他们实施了致力于增加工业生产的政策，他们也意识到这样将加重地方污染程度。

大连和唐山这两个城市可供作为示例，揭示二者之间的相关性。两个城市都位于渤海的海岸线上，具有类似的气候条件，但是采取了完全不同的发展战略。唐山铁矿丰富，邻近煤矿，因此选择了能源密集型工业的发展，诸如钢铁、建材和化学品。1984年，邓小平把大连选择为14个沿海开放城市之一，因此吸引了多家高技术公司入驻。 大连自身也定位为旅游城市，因此其清洁的环境提供了直接的经济利益。

随着中国对高铁的投入，如果北京和上海生活质量不佳，那么中国人现在有机会分散居住并生活在附近的二线城市。比如，中国高铁系统的建设，意味着附近的二线城市，比如天津（距离北京40英里）提供了某种意义上的安全阀，如果中国大都市生活质量下降的话。交通领域的创新，导致了诸如上海和北京等大都市周边二线城市房地产价格的上涨(Zheng and Kahn 2013)。

中国已经清除了能源部门最为异乎寻常的扭曲以及补贴。比如，电力、汽油和天然气的价格应当全面反映出其长期成本，某些应当达到甚至超过国际市场水平(World Bank and DRC 2014)。

就汽油而言，油价处于严格的国家控制之下，在1998年之前定价极低。随着对进口石油依赖程度的增加，中国调整了国内油价。1998年6月，中国改革了油价定价体系，开始按照全球油价确定国内油价 (Hang and Tu 2007)。

自此之后，中国发改委 (NDRC), 负责对石油价格进行管控，使用国际油价作为国内油价定价基准。早些年间提供的价格补贴，导致1990年代能源消耗的急剧增加，当油价改革开始生效之后，1998年首次出现能源消耗的降低(Poon, Casas, and He 2006)。自1998年之后，定价体系出现数次调整，当前的定价体系是从2009年开始实施的。中国的汽油也不再保持低价。2016年4月，中国汽油价格大约超出美国价格50%。

但是，在发改委考虑调整汽油价格时，“经济和社会的稳定”也必须加以考虑。如果国际基准价格超过每桶$130 ，柴油和汽油的价格不再增加或者仅小幅度增加(World Bank and DRC 2014)。当中央政府提高汽油价格时，其面临着不同利益方之间的权衡。化石燃料市场被三大国有企业所主导——中石油，中石化和中海油—它们都会从汽油价格增长中获利。但是公众会愤怒，并可能会对此类涨价提出抗议，这会对社会稳定带来潜在威胁。研究这些利益集团之间出现的矛盾所带来的后果，从而确定在中国实施何种环境政策，目前仍是有待深入的研究话题。

就电力而言，工业用户平均每度电支付0.70元人民币 (折合为0.10美元) ，(在购买力平价基础上相当于每度电$0.17)，而在2010年OECD国家中的平均价格为每度电 $0.11 (IEA 2012)。但是，与诸多发展中国家相比较，中国的居民用电价格相当低。比如，北京2011年居民用电价格为每度$0.08，大约是纽约电价($0.20)的三分之一，与柏林或者哥本哈根的电价($0.40)相比较，则更低(World Bank and DRC 2014)。中国所实行的工业用电对居民用电的交叉补贴，长期以来饱受诟病。

中国城市的生活用水价格与国际标准相比较也很低：北京的民用水价 ($0.54每吨)不足柏林货哥本哈根水价的十分之一。但是，北京和天津当前工业用水价格 (分别是6.21 RMB和7.85 RMB)比加拿大，美国以及其他发达国家的价格要高(World Bank and DRC, 2014)。

2016年，中国环保部 的一般公共预算比上年度增加了18%，从2015年的32亿元人民币增加为2016年的38亿元人民币。3 2015 年的核定预算表明，63%的一般公共预算花费在了“节能环保”领域，诸如购置设备构建国家监控网，聘用人员监督环境法律的实施，调查与评估全国范围内的地下水环境条件，开发环境保护相关的教育活动，以及其他方面。

3 来源使用的中文, 参见中国环保部的官网http://www.mep.gov.cn/xxgk/zwgk_1/czzj.

上述预算的32%花费在“科学与技术领域，包括资助公共科学研究以及环境保护的重大科技项目”。

中央政府提供了106亿元人民币的专用资金来支持重点地区的空气污染控制，含京津冀地区，长江三角洲地区以及珠江三角洲地区。使用这一资助，实施了若干新的监管活动。比如，淘汰了126万辆黄标车-即导致严重污染的车辆。还使用这一资助支持对道路和空气质量进行严格的检查，对把车辆升级为低污染车的车主提供补贴。同时还对农村地区提供了补贴，鼓励人们由燃烧秸秆向使用（清洁型）的燃煤转变。

未来环境进展

中国未来减少大气污染方面的环境进展可被视为一场比赛。一方面，即使中国的经济不再以过去二十年相同的速度快速发展，但经济也将以每年6%的速度持续增长。另一方面，即使在经济增长的态势之下，技术的进步和产业构成的转变也有助于抵消所排放的污染量并补偿其所产生的后果。中期来看，中国能够在降低能源强度(能源使用/GDP)的同时，减少污染排放强度(污染排放/GDP)。

在过去25年里，中国能源使用/GDP 之比急剧下降，如图8所示。在过去十年里，降低了大约25%，在2013年达到与全世界以及韩国的水平接近。 

图八、中国和世界 单位GDP的能源使用量

(kg of oil equivalent per constant 2011 PPP $1000)

（来源: 世界银行数据, http://data.worldbank.org.）

中国生产制造业及建筑行业的相对规模也在缩小—其在2000年为 45.4 %，到2015年降低为40.5%，同时被称为第三产业的产业规模则从39.8%增长到50.5%。中国煤电所占份额由2000年的 80.3%降低为2015年的73%。事实上，中国煤炭使用总量在2015年降低了3.7%，而在2014年，煤炭用量则降低了2.9 % (参见Yeo 2016的报道)。在煤炭用量降低的同时，中国经济年增长为6–7%。 Green和Stern (2015) 预计中国煤炭用量的高峰已经过去了，在接下来的5年里将会保持稳定状态，并将持续下降。随着中国城市退二进三的产业调整，并随着使用清洁能源发电占比的增加，环境大气和水污染极可能会减轻。

随着数以亿计的中国人在未来几十年里迁移到城市之中，有机会利用前沿的技术建设节能型建筑，交通系统以及发电基础设施。建筑物的能耗占中国能源总用量的30%，但是中国自2008年以来就实施了一项绿色建筑认证计划，中央政府自2012年以来也开始向绿色建筑提供补贴。2007年，中国成为了世界上太阳能光伏电池的最大生产国(据PR Newswire 2015报道)。

1、A journal of the American Economic Association