生产者责任延伸制度实施方式的实证分析

刘先国

(中国地质大学逸夫博物馆，湖北 武汉 430074)

随着工业经济与城市化的广泛推进，大量的废弃产品已严重超过了自然环境的承载能力，废品带来的环境资源问题日益严峻。面对持续恶化的环境污染问题，各国先后走过了“先污染后治理”、“末端治理”的政策模式。在这些路径之下，因产品而受益的生产者几乎不对废弃产品分担任何责任，出现了“国家承担、公众分摊、生产者不管”的不合理责任分摊状态。1988年，瑞典隆德大学环境经济学家托马斯·林赫特(Thomas L.)首次提出生产者责任延伸(Extended Producer Responsibility，EPR)的概念，并指出EPR“主要是通过将生产者的责任延伸到产品生命周期的各个环节，特别是产品消费后阶段的回收、再循环和最终处理处置，以促进产品整个生命周期过程的环境保护的一项制度原则”[1]。其后，各国的EPR立法实践开始加强，但由于产品体系、市场价格等因素的差异，目前各个国家在实施EPR制度时所选择的方式不同，随之实现该制度的效果也不尽相同。而选择具有最大效用的实施方式是EPR制度有效性的关键。

EPR制度包含了“生产者延伸责任”与“制度”两个概念。从语义上看，制度是指需要大家共同遵守的行为准则，是一定历史条件下形成的经济、政治、文化等方面体系。2017年1月3日，国务院发布的《生产者责任延伸制度推行方案》对EPR制度进行了界定。笔者认为，EPR制度是基于“生产者责任延伸”理念建立的一系列规则体系，即生产者应对其产品承担的环境责任从生产环节延伸至产品消费后阶段的规则体系。

我国学者针对EPR制度的实施方式进行了研究与探讨。如陆辉等[2]基于企业层面对EPR制度的实施方式及其市场效应进行了分析，研究表明企业可以根据其自身的实际情况选择不同的产品回收体系，而不同的产品回收体系对市场的影响可能是正面的，也可能是负面的，如何使这两种产品回收体系能各得其所，并充分发挥各自优势，必须要有政府层面的全面评估以及相关的配套法规和制度；任文举[3]总结了世界各国EPR制度不同的实施方式，通常有企业自愿、法律强制、经济手段刺激、协议执行以及几种方法综合使用等手段，并对这些实施方式进行了评价。

上述关于EPR制度实施方式的研究都是对EPR制度实施的表现形式及其可能得到的效应进行应然分析，但EPR制度主要是将生产者的责任延伸到产品生命周期的各个环节，EPR制度实施的决定性因素在于产品的生命周期影响特性与回收市场，而上述研究则忽略了产品层面的实然考虑。无论如何，EPR制度的具体执行还必须落实到具体的产品上来，在考虑具体某项产品时，由于该项产品受市场和社会其他因素的影响，EPR制度项下有关产品的生产者责任延伸会出现制度失效或者制度效率不高的情况。所以，从产品的实然层面分析EPR制度实施方式的有效性与失效性更具有针对性。为此，本文基于对不同产品实然分析的考虑，建立了EPR制度的成本收益分析框架，实证研究了不同产品实施EPR的费效情形，并针对不同费效情形确定了EPR制度的实施方式，据此，针对我国EPR立法提出了改进建议，以期对当前废品带来的环境资源问题提供制度参考。

1 EPR制度的成本效益分析框架

多数研究者在探究一项制度的内在价值时，首先强调的便是正义与秩序，而效率、利益等价值则被束之高阁。以波斯纳为首的法经济学者另辟蹊径，采用经济学的思维方式，以效率为核心价值剖析探究法律制度。EPR制度不只简单地涉及一般法律所调整的社会关系，其更多地牵涉到生产者、产品等市场经济因素。因此，在分析生产者责任法律制度时，不仅要考虑正义、自由等基本价值，还应考虑到法律的效率、利益价值。基于此，本文将根据EPR制度实施后可能产生的效益与成本建立成本效益分析框架。

如果将生产者责任延伸视为一项产品，那么此项产品所产生的收益则是其挽回的社会损失和带来的现实福利。当前，大规模、大范围的废品问题造成了严重的环境污染与破坏，比如电子垃圾拆解过程中释放的重金属引起区域性的土壤重金属严重超标[4]。当生产者责任延伸到后产品阶段时，废品基本能得到有效的回收与处置，几乎所有的损失都可以被挽回。具体而言，生产者责任延伸的收益主要体现在公众健康与环境收益(公共收益)和经济收益方面。在公众健康与环境收益方面，收益主要表现在减缓了气候变暖与酸化的趋势，还能避免水体富营养化、潜在的人类毒性、生态毒性等环境问题的发生[5]。除此之外，生产者责任的延伸也避免了为治理废品带来的环境问题的各项支出，具体表现为减少垃圾回收费用、降低垃圾处理费用、减少垃圾控制支出。在经济收益方面，一旦生产者循环利用废品，就能减少某些原料的购置费用，资源得以节约，生产成本和资源的外部依赖得到降低，还增加了回收材料的销售收入，这些总体可核算为企业新的利润来源。此项收益可归结为循环收益，代表生产者私人收益。

当然，生产者责任延伸也存在成本问题。生产者责任延伸主要是生产者负担了更多的责任与义务，使得原有的部分劳动力等生产要素被投入到废品的回收与处置工作中，这其中包含两项成本：一是机会成本，生产者原本用于生产产品的要素被用于解决“新增”的义务工作中而失去了生产产品的机会，此项成本可以用同量生产要素对应的产品价值来衡量；二是显性成本，生产者为履行延伸义务，承担完成源头预防责任、产品环境信息披露责任以及废品回收处理和循环利用责任，都要新增较多的人力、财力和物力耗费，从而产生了新的显性成本。从性质上看，这些成本都由生产者独立负担，都是生产者的私人成本。

基于上述分析，本文建立了生产者责任延伸(EPR)制度的成本效益分析框架，见图1。

图1 生产者责任延伸(EPR)制度的成本效益分析 框架Fig.1 Analysis framework of cost and benefit of EPR system

如图1所示，EPR制度的收益由避免政府财政支出(以下简称财政支出)、避免直接损失(以下简称直接损失)、避免间接损失(以下简称间接损失)和循环收益4项构成。生产者责任延伸的成本等于因生产者循环利用废品引起的二次影响和因生产者新增的责任而致生产停滞(假设生产要素的挪用致生产无法进行)的机会成本(以下简称机会成本)以及解决废品问题而新增的要素投入成本(以下简称显性成本)。从性质上分，EPR制度前三项收益不具有竞争性与排他性，可归结为社会公共收益(直接损失尚未发生)，而最后一项可称之为生产者私人收益；EPR制度成本表现为沉没成本和显性成本，此两项成本性质上都是生产者的私人成本。

2 EPR制度的效率标准：卡尔多-希克斯效率

效率虽然不是社会选择的唯一目标，但是效率确实是许多法律内涵的价值追求，也是法律制度在经济学视角下的首要价值追求。经济学所确立的经济效率标准是展开分析必不可少的前提。比较而言，帕累托效率和卡尔多-希克斯效率是两个可以为大部分人所接受的追求目标[6]。帕累托效率即指对于固有的一群人和可分配的资源，从一种分配状态到另一种状态的变化中，在没有使任何人境况变坏的前提下，也不可能再使某些人的处境变好。对于法律而言，帕累托效率就必须是在分配给一部分人带来利益的同时，其他人的利益没有减少，也即法律只能产生正利益。卡尔多-希克斯效率是指第三者的总成本不超过交易的总收益，或者说从结果中获得的收益完全可以对所受到的损失进行补偿。这种非自愿的财富转移的具体结果就是卡尔多-希克斯效率。与帕累托效率标准相比，卡尔多-希克斯效率标准的条件更宽。按照前者的标准，只要有任何一个人受损，整个社会变革就无法进行；但是按照后者的标准，如果能使整个社会的收益增大，变革也可以进行，无非是如何确定补偿方案的问题。所以，卡尔多-希克斯效率标准实际上是总财富最大化标准。

从EPR制度的效率标准来看，EPR制度源于废品环境资源问题的考量，其将传统责任扩大到后产品阶段，对传统生产者责任进行扩张性解释，主要表现为产品在回收方面的管理责任和相关费用部分或全部由地方政府和社会向其他责任相关主体转移，以寻求社会福利最大化。所以在分析EPR制度时应主要运用的经济效率标准，不是帕累托效率标准最优，而是卡尔多-希克斯补偿原则意义上的效率标准。按照这一效率标准，在社会的资源配置过程中，如果那些从资源重新配置过程中获得利益的人，只要其所增加的利益足以补偿(并不要求实际补偿)在同一资源重新配置过程中受到损失的人的利益，那么，这种资源配置就是有效率的。因此，本文采用卡尔多-希克斯补偿的效率标准作为EPR制度的应然价值理念来剖析EPR制度的经济合理性。

3 EPR制度实施效益的实证分析

微观而言，EPR制度的具体执行还必须落实到具体的产品上来。在考虑具体某项产品时,由于该项产品受市场和社会其他因素的影响，实施EPR制度会出现失效或者效率不高的情况。因此，需要运用EPR制度的成本收益分析框架，针对不同的产品进行成本收益分析，确定不同产品实施EPR制度的效益情形，再根据这些效益情形确定EPR制度对应的实施方式。

3.1 成本收益分析模型

建立EPR制度针对特定产品的成本效益分析模型，主要有以下基本假设：①目标废品引致的环境影响范围确定；②包括间接损失在内的各项成本效益具有可计量性，能够予以数量化、货币化；③每一年的经济流入量与流出量均发生在当年年初。基于效率的考虑，EPR收益应当大于成本，并且越大越能实现经济效益最大化的目标。但是，收益与成本的发生往往不是同一时间段的，不同时间段上所发生的收益与成本不具有直接的可比性。因此，在具体计算EPR效率时，必须考虑到经济量的时间价值，通过综合去除时间影响因素后用每一年的经济量的流入与流出比来最终确定净收益量。

在具体计算EPR效率时，第一步是对各项非数量化收益与成本予以数量化或者货币化，确定每一年的收益与成本数量作为当年的经济量的流入与流出数。在此基础上，利用以下公式计算经济量净现值(ENPV)：

(1)

式中：CI为经济流入量；CO为经济流出量；(CI-CO)t为第t年的净经济流量。

一般地，EPR制度的成本在执行的第一年便发生完毕，此时，可以采用以下简单公式计算经济量净现值：

(2)

式中：NCFt为第t年的净经济流量；C为一次性投入成本；r为贴现率。

上述两式，当且仅当ENPV大于零时，即各年经济流入量净现值之和大于各年经济流出量净现值之和时，EPR制度针对该项产品是有效率的；并且当ENPV越大时，社会所获收益越多，EPR制度效率也就越高。

3.2 不同产品回收效益评价

以A、B、C、D 4种产品为例，对不同产品回收效益进行分析。假设政府支出与间接损失并未发生，其产品消耗完之后循环利用的收益与成本假定见表1，且当年银行同期各项利率为3%，假定产品消耗为废品后3年内不循环使用则无使用价值[7]。在上述设定的各例EPR的各项收益中，循环收益在当年即可实现，但是直接损失是在3年之中分阶段实现的，EPR各项成本都是在当年付出的。将各年的经济流入量与流出量、折现率、一次性的机会成本和显性成本代入公式(1)或(2)，分别计算了A、B、C、D产品第一年、第二年、第三年的总体收益，其计算结果见图2。

据实证结果(见图2)分析可知，当收益不为零时，总的来讲，出现实行生产者责任延伸的收益大于成本(A、B产品)、收益小于成本(C、D产品)的两种情况。具体而言，当收益大于成本时，会出现循环收益(私人收益)大于成本的情况(A产品：循环收益8元>成本7元)和循环收益(私人收益)小于成本且收益以公共收益居多的情况(B产品：成本9元>直接损失6元>循环收益4元)；当收益小于成本时，将出现经过相关的激励成本可控制到收益范围内的情况(C产品：第三年即可获得收益)和没有合理且经济的方式将成本控制到收益范围内的情况(D产品：在废品3年可利用期内无收益)。

表1 A、B、C、D 4种产品废品循环回收利用的收益 与成本假定(单位：元)Table 1 Benefit and cost assumption of recycling fourkinds of waste products of A,B,C andD(unit:yuan)

图2 产品A、B、C、D实施EPR的费效情形Fig.2 Cost effectiveness of EPR implementation of A，B，C and D

依据卡尔多-希克斯效率标准，当EPR制度的实施效益能够大于其成本，或者一定程度上收益可以补偿其成本时，EPR制度便遵循了卡尔多-希克斯效率标准。根据前面不同的计算结果可见，不同产品在实施EPR制度时，可能会出现4种效益情形，具体见表2。

表2 产品实施EPR制度时在不同成本效益性质下的 具体效率情形Table 2 Efficiency under different cost-benefit propertiesin implementation of EPR system

由表2可知，在收益为零的情形下，不存在EPR制度；但是在收益不为零的情形下，会出现4种效益情形，具体表现为：循环收益(私人收益)>私人成本、私人收益<私人成本(公共收益居多)、采用合理方式可将成本控制在收益范围内(远期将出现收益)、没有合理且经济的方式将成本控制到收益范围内。其中，前三种效益情形符合卡尔多-希克斯效率标准，后一种不符合卡尔多-希克斯效率标准。

4 EPR制度实施方式的讨论

很大程度上，制度的收益与成本性质以及成本的可控性决定制度的实施方式。EPR制度也一样，实施方式也需考虑制度的成本效益。根据上述实证分析可知，当收益不为零时，不同产品实施EPR制度可能会出现不同的效益情形(见表2)，应根据不同的收益与成本性质以及成本的可控性选择具体的实施方式，见表3。

表3 EPR制度实施方式Table 3 Implementation mode of EPR system

4.1 总收益大于总成本

当EPR制度收益大于EPR制度成本，且全部收益中生产者的私人收益(循环收益)大于EPR制度成本时，可采取市场自我调节的方式。市场是逐利的，在存在利益的情况下，资本会自动地涌向利益之处，投资主体也会自发投资利益领域。政府角色应定位于市场秩序的维护者，尽量减少对废品回收循环利用市场的干预。当然在市场发育不足的情况下，需要政府采取必要的措施培育市场，引导投资方向。因此，针对此类废品，EPR制度实施方式应以市场调节为主，辅之以必要的经济调节措施。

当EPR制度收益大于EPR制度成本，但生产者的私人收益小于EPR制度成本时，EPR制度更多地表现为一种公共产品，不具备竞争性与排他性，简单地通过市场竞争方式无法让制度良好地运行起来。因此，需要公共责任主体参与进来，由全部受益者主体付费，建立起一个基金运作平台，用于补贴生产者的私人成本并给以适当的利益。因为此种情况下，制度收益仍然大于制度成本，只是公共收益占了全部收益的绝大多数，如果介入民间组织等第三部门将整个收益确定化、私有化，那么同样可以建立起一个有效的EPR制度市场，市场的效益等于收益减去成本[8]。政府亦可以通过税收财政等经济举措刺激调节生产者的收益，使得生产者的私有收益大于成本，以此推动EPR制度市场的形成。因此，针对此类废品EPR制度实施方式应当以政府经济调节为主，同时引入第三部门，辅之以必要的市场调节。

4.2 总收益小于总成本

当EPR制度收益小于EPR制度成本，且成本可控制到收益范围内时，生产者碍于经济利益的考虑，极力排斥回收利用废弃产品。然而，此类废品确实对社会环境造成了严重的损失，且通过一定的技术进步或回收系统的设计与长久运作，能够实现收益对成本的扭转，这样就有必要采取行政强制的方式并辅之以必要的经济调节方式，实现EPR制度的效率。

当EPR制度收益小于EPR制度成本，且没有合理的方式将成本控制到收益范围内时，需要分两种情况进行讨论：一是EPR制度的收益特别大，表明该类废品对人类造成的危害是极大的，需要花费巨大的资源来挽回损失，并且新花费的经济量大于潜在的损失量，此时EPR制度无法实现效率,唯一的有效措施是停止此类产品的生产，建立禁止生产产品名录制度，切不可走先污染破坏后治理的路子；二是EPR制度收益不是很大，但成本却很高，也就是说，废品带来的社会损害不是很严重，人们愿意承受此损害而不愿意付出新的更高成本来解除该损害，此类废品可不用纳入到EPR制度规制的内容中。

5 结论与启示

本文基于产品层面对生产者责任延伸(EPR)制度的实施方式进行了实证分析，结果发现不同产品实施EPR制度可能会出现不同的效益情形，在不同效益情形下应采用的EPR制度的实施方式不同。其中，总收益中私人收益大于总成本(均表现为私人成本)是最理想的情况，市场可以自发调节废品的回收、处置与循环利用；然而一旦生产者私人收益小于私人成本，市场失灵现象出现，就有必要将公共收益转化为私人收益，以确保私人收益大于私人成本的实现，从而保证市场的自发运作，这其中必须要有政府的财政税收等调节措施以及第三部门的“斡旋”。同时，成本刚开始可能高于总收益，但通过企业的尽职尽责与技术的改进，可以实现成本与收益的逆转，就有必要以行政强制的方式推行EPR制度的实施，如总收益小于总成本，且成本不具可控性，严格上说这是一种不符合效率的情况，不应实施EPR制度，但可根据废品危害程度的大小，分别采取禁止生产或不予规制的举措。

结合我国实际，针对上述分析结论，本文提出如下启示。

(1) 确定产品具体实施对象时，应针对有效率的产品进行生产者责任延伸，扩宽具体实施对象的范围。当前我国具体规定至某类产品的规范性文件仅有国家发改委、环保部、工信部于2010年联合发布的《废弃电器电子产品处理目录(第一批)》，此目录包括了电视机、热水器、计算机、存储设备、点钞机、电话机、刷卡器、路由器、B超仪器等6大类62种电子产品，将这些电子产品纳入到回收处置名录中，自然符合了效率的原则。但是，目前我国的回收名录还不够具体也还不够完善，尚有很多符合EPR制度效率的废品没有被归置到回收目录中。因此，政府主管部门应当在全国范围内实施调查研究，在充分考虑成本效益的基础上，制定范围更广、项目更细的回收目录。

(2) 根据不同的废品类型，应采用市场调节、国家经济调节以及行政强制等不同的手段。从我国当前的立法来看，上述手段均还存在不足：一是行政强制方面，还仅仅停留于促进阶段，强制性较弱，尚未形成经济、行政、刑事责任；二是国家经济调节方面，目前仅有《废弃电器电子产品处理基金征收使用管理办法(2012)》对废弃电器电子产品进行调节，且处于试行阶段，调节范围较窄；三是市场调节方面，我国部分废弃产品回收虽初具市场雏形，但市场规模较小。可见，我国应根据废品特性建立废品分级制度，不同的废品运用不同的实施手段。除此之外，还应强化生产者延伸责任的具体违法的经济、行政、刑事责任等刚性手段。