barry field nancy olewiler .pdf

Barry Field & Nancy Olewiler 1

CHƯƠNG 1

KINH TẾ MÔI TRƯỜNG LÀ GÌ?

Kinh tế môi trường nghiên cứu các vấn đề về môi trường với cách nhìn và phương pháp phân tích của kinh tế học. Bạn có thể vẫn nghĩ rằng kinh tế học hầu như chỉ nói về các quyết định trong kinh doanh và làm thế nào để có được lợi nhuận trong hệ thống Tư bản chủ nghĩa. Điều này không đúng trong trường hợp này. Kinh tế học nghiên cứu tại sao và làm thế nào mà con người – có thể là người tiêu thụ, nhà sản xuất, các tổ chức phi lợi nhuận hay các cơ quan nhà nước – đưa ra các quyết định sử dụng các nguồn tài nguyên có giá trị. Kinh tế học được chia thành kinh tế vi mô – nghiên cứu hành vi của các cá nhân hay các nhóm nhỏ và kinh tế vĩ mô – nghiên cứu hoạt động kinh tế của toàn bộ nền kinh tế. Kinh tế môi trường có nguồn gốc từ cả hai chuyên ngành này, nhưng chủ yếu vẫn là từ kinh tế vi mô. Nghiên cứu kinh tế môi trường, cũng giống như tất cả các môn kinh tế học khác, quan tâm đến vấn đề cơ bản là phân phối các nguồn tài nguyên khan hiếm cho các mục đích sử dụng có tính cạnh tranh. Các khái niệm về sự khan hiếm, chi phí cơ hội, sự đánh đổi, lợi ích biên và chi phí biên là chìa khóa để hiểu các vấn đề môi trường và cách thức giải quyết các vấn đề đó. Kinh tế môi trường sử dụng những khái niệm quen thuộc trong kinh tế học. Sự khác biệt giữa kinh tế môi trường với các môn học kinh tế khác nằm ở chỗ kinh tế môi trường tập trung nghiên cứu xem các hoạt động kinh tế ảnh hưởng như thế nào đến môi trường tự nhiên – không khí, nước, đất và vô số các giống loài sinh vật. Các quyết định kinh tế của con người, các nhà sản xuất và chính phủ có thể gây ra những ảnh hưởng có hại đến môi trường tự nhiên. Việc chôn lấp chất thải rắn vào môi trường tự nhiên đã tạo ra ô nhiễm và suy thoái các hệ sinh thái. Điều đó dẫn đến việc sử dụng các nguồn tài nguyên không tối ưu. Tại sao điều này lại xảy ra trong hệ thống kinh tế? Tại sao con người không tính đến các ảnh hưởng từ các hoạt động kinh tế lên môi trường thiên nhiên? Kinh tế môi trường sẽ trả lời các câu hỏi này. Điều quan trọng không kém là kinh tế môi trường nghiên cứu và đánh giá các phương cách khác nhau để đạt được mục đích sử dụng tối ưu xã hội tất cả các nguồn tài nguyên, trong đó có tài nguyên môi trường. Để đạt được những nhiệm vụ này, chúng ta xây dựng một mô hình phân tích tuy đơn giản nhưng hiệu quả. Giống như tất cả các khía cạnh của kinh tế học, chúng ta sẽ tập trung vào các phân tích biên liên quan đến sự đánh đổi giữa chi phí biên và lợi ích biên. Trong khi tiêu chí hiệu quả kinh tế vẫn là tiêu chí chủ yếu trong việc đánh giá các kết quả và các chính sách, các nhà kinh tế môi trường cũng xem xét các tiêu chí khác để lựa chọn giữa nhiều chính sách khác nhau nhằm nổ lực cải thiện môi trường – ví dụ như tiêu chí công bằng. Nếu tiêu chí hiệu quả kinh tế không thể đạt được, và các mục tiêu môi trường được thiết lập dựa vào các tiêu chuẩn khác, thì phương pháp kinh tế có thể giúp ích rất nhiều cho người đưa ra quyết định trong việc đạt được những mục tiêu mong muốn. Mục tiêu của chương này là làm cho các bạn quen với các khái niệm và công cụ phân tích cơ bản của kinh tế vi mô được sử dụng trong kinh tế môi trường. Chúng ta sẽ làm rõ bằng cách nào kinh tế môi trường giúp trả lời những câu hỏi quan trọng về nền kinh tế và môi trường của chúng ta với những ví dụ rất thực tế. Đầu tiên chúng ta xem xét ý nghĩa chính của “phương pháp kinh tế học” sau đó là ví dụ về ô nhiễm do xe máy. Mặc dù bài viết này không sử dụng nhiều các công cụ kinh tế vĩ mô, nhưng chúng ta giới thiệu trong phần 1 này một ví dụ về vấn đề chính mà các nhà kinh tế học đã xét đến – tăng trưởng kinh tế có


nhất thiết dẫn đến suy giảm chất lượng môi trường theo thời gian hay không? Trong chương 2 chúng ta sẽ xem xét các mối quan hệ rộng lớn giữa nền kinh tế với môi trường và định nghĩa một số từ ngữ quan trọng về ô nhiễm. Sau đó chúng ta sẽ nghiên cứu những nguyên lý kinh tế cần thiết. PHƯƠNG PHÁP KINH TẾ Tại sao con người lại hành xử theo các cách thức gây hủy hoại môi trường? Có nhiều cách trả lời cho câu hỏi này. Một cách trả lời là suy thoái môi trường có nguồn gốc từ các hành vi vô đạo đức của con người. Vì thế, ví dụ, lý do con người gây nên ô nhiễm là do họ thiếu sức mạnh đạo đức để kiềm chế các hành vi gây suy thoái môi trường. Nếu điều này là đúng thì cách để con người ngừng gây ô nhiễm là phải gia tăng mức nhận thức đạo đức môi trường trong xã hội. Thật ra, phong trào môi trường đã hướng rất nhiều người tập trung vào các vấn đề đạo đức môi trường, đã khảo sát về mặt đạo đức của tác động đó lên môi trường thiên nhiên của con người. Những câu hỏi thuộc về đạo đức này rõ ràng là mối quan tâm cơ bản đối với bất kỳ một xã hội văn minh nào. Chắc chắn một trong những lý do chính mà các vấn đề môi trường đã thắp lên ngọn lửa quan tâm của xã hội là ý thức trách nhiệm đạo đức tạo nên sự chú ý của nhiều người rên đấu trường chính trị. Nhưng phương pháp dựa vào sự thức tỉnh đạo đức để ngăn ngừa ô nhiễm tạo ra nhiều vấn đề. Bởi con người không có một cái nút đạo đức để mà bấm và các vấn đề môi trường nghiêm trọng không thể chờ được quá trình lâu dài để xây dựng lại ý thức đạo đức. Bản thân ý thức đạo đức cũng không giúp đuợc chúng ta trong các quyết định về những vấn đề xã hội khác mang tính chất đạo đức, ví dụ như: nghèo đói, nhà ở, chăm sóc y tế, giáo dục, tội phạm v.v. Trong một thế giới đầy những mục tiêu cạnh tranh nhau, chúng ta phải lo đến rất nhiều vấn đề rất thực tế như: liệu chúng ta có đang chọn đúng mục tiêu môi trường không; liệu chúng ta có cưỡng chế thực hiện được các chính sách không; liệu chúng ta có đạt được tác động lớn nhất với số tiền ta sử dụng không v.v. Nhưng vấn đề lớn nhất trong phương pháp kiểm soát ô nhiễm dựa vào đạo đức chính là giả thiết cơ bản của nó cho rằng con người gây ô nhiễm là vì họ kém đạo đức. Không phải sự kém ý thức đạo đức sẽ dẫn đến phá hoại môi trường mà chính là cách thức chúng ta tạo nên hệ thống kinh tế để trong đó mọi người cần phải tìm công việc làm để sinh sống. Vì vậy cách thứ hai để nghiên cứu vấn đề tại sao con người gây ô nhiễm là quan sát cách thức xây dựng nền kinh tế và thể chế, và bằng cách nào chúng hướng mọi người đưa ra các quyết định gây hậu quả phá hoại môi trường. Các nhà kinh tế học tin rằng:

“Con người gây ô nhiễm bởi vì đó là phương cách rẻ nhất để giải quyết một vấn đề rất thực tế là làm thế nào để thải bỏ các phế phẩm sinh ra sau khi sản xuất và tieâu duøng hàng hóa.”

Con người ra những quyết định như thế trong quá trình sản xuất, tiêu dùng và thải bỏ chỉ trong một tập hợp các thể chế 1 kinh tế và xã hội nhất định. Những thể chế này tạo ra các khuyến khích kinh tế hướng mọi người đưa ra các quyết định chỉ theo cách này mà không phải là cách khác. Khuyến khích là điều làm cho người ta bị cuốn hút hay từ chối điều chỉnh hành vi của mình bằng cách nào đó. Một “khuyến khích kinh tế” trong kinh tế là điều gì đó hướng nỗ lực của con người trong sản xuất và tiêu dùng theo một hướng nhất định. Chúng ta thường nghĩ các khuyến khích kinh tế là bao gồm những phần thưởng về mặt của cải vật chất; con người có động lực để hành xử theo cách giúp họ tăng được tài sản vật chất. Nhưng cũng có những khuyến khích phi vật chất hướng mọi người điều chỉnh


hành vi kinh tế của họ, ví dụ như lòng tự trọng; mong muốn bảo tồn một môi trường tươi đẹp hơn hay mong ước trở thành hình mẫu tốt cho người khác noi theo. Những gì mà chúng ta sẽ nghiên cứu là:

Các quá trình khuyến khích hoạt động như thế nào, và

Làm thế nào để cấu trúc lại chúng nhằm hướng mọi người ra các quyết định và xây dựng lối sống ngày càng thân thiện với môi trường hơn.

Một phát biểu đơn giản mà chúng ta vẫn thường nghe đó là ô nhiễm là hậu quả của động cơ lợi nhuận. Theo quan điểm này thì các nền kinh tế sản xuất tư nhân của các quốc gia công nghiệp hóa, người ta được thưởng cho việc tối đa hóa lợi nhuận, tức là chênh lệch giữa giá trị của cái đuợc sản xuất ra và giá trị của những gì được sử dụng trong quá trình sản xuất. Hơn thế, nếu suy nghĩ theo cách này, thì lợi nhuận mà các chủ doanh nghiệp cố gắng tối đa hóa thuần túy chỉ là lợi nhuận bằng tiền. Khi theo đuổi mục tiêu lợi nhuận, các chủ doanh nghiệp không nghĩ đến những tác động môi trường do các hoạt động của họ gây ra bởi vì điều này không có lợi gì cho họ cả. Vì vậy, với cách tìm kiếm lợi nhuận không bị kiểm soát này, cách duy nhất giảm ô nhiễm môi trường là làm suy yếu động cơ lợi nhuận. Nhưng giải pháp này không thể áp dụng được. Không chỉ các tập đoàn có động cơ lợi nhuận là gây ô nhiễm; những người tiêu dùng riêng lẻ cũng gây ra thiệt hại khi họ làm những việc như đổ sơn xuống cống rãnh hay để xe phát còi xe ầm ĩ. Vì các cá nhân này không có bảng hạch toán lời lỗ, nên không phải do động cơ lợi nhuận khiến họ gây ô nhiễm. Tương tự như thế với các cơ quan nhà nước, trong vài trường hợp cũng gây ô nhiễm nghiêm trọng, ngay cả khi họ không có động cơ lợi nhuận. Nhưng lý lẽ thuyết phục nhất chống lại quan điểm cho rằng việc chạy theo lợi nhuận gây nên ô nhiễm là từ những sự kiện chính trị ở những nước Đông Âu và các nước thuộc Liên xô cũ. Khi xảy ra sụp đổ chế độ cộng sản, chúng ta mới biết được sự phá hủy môi trường to lớn đã xảy ra ở một số nơi – ô nhiễm không khí và tài nguyên nước nặng nề ở rất nhiều nơi, với những tác động chủ yếu tới sức khỏe con người và hệ sinh thái. Nhiều trường hợp ô nhiễm vượt quá những trường hợp ô nhiễm môi trường tồi tệ nhất ở các nước theo cơ chế thị trường. Chúng đã xảy ra trong một hệ thống kinh tế mà ở đó động cơ lợi nhuận hoàn toàn không có. Đơn giản điều này có nghĩa là bản thân động cơ lợi nhuận không phải là nguyên nhân chính phá hủy môi trường. Trong các phần và các chương tiếp theo chúng ta sẽ thấy tầm quan trọng của các động cơ khuyến khích khi phân tích xem các hệ thống kinh tế hoạt động như thế nào. Bất kỳ hệ thống nào cũng sinh ra những tác động phá hủy môi trường nếu như những khuyến khích trong hệ thống đó không được xây dựng để tránh việc phá hủy đó. Chúng ta phải nhìn kỹ vào bên trong hệ thống kinh tế để hiểu được hệ thống các khuyến khích hoạt động như thế nào và phải thay đổi chúng ra sao để có được nền kinh tế phát triển hợp lý mà không có tác đông phụ gây tàn phá môi trường. Hai khái niệm quan trọng để hiểu các khuyến khích liên quan đến môi trường là ngoại tác và quyền sở hữu tài sản. Các khái niệm này được giải thích chi tiết trong các chương sau, nhưng chủ yếu chúng bao hàm vấn đề thiếu quyền sở hữu đối với các nguồn tài nguyên môi trường. Điểm cơ bản là:

Thiếu quyền sở hữu đối với các nguồn tài nguyên môi trường có nghĩa là có rất ít khuyến khích để con người tính đến hậu quả môi trường do hành động của họ gây ra.


Điểm này đưa đến một số câu hỏi cần suy nghĩ là: Nếu không ai chủ sở hữu không khí, thì làm thế nào có thể định giá các hoạt động phát thải? Có ai có thể định giá không khí sạch để ngăn chặn sự phát thải miễn phí? MỘT MINH CHỨNG THỰC TẾ: SƯƠNG MÙ VÀ XE MÁY Mỗi năm ở Canada, các phương tiện giao thông phát thải khoảng 11% tổng lượng carbon dioxide, 17% lượng nitogen oxide, 20% lượng các hợp chất hữu cơ dễ bay hơi và 47% lượng CO. Các hợp chất này góp phần gây nên hiện tượng sương mù trong thành phố, mưa acid và sự ấm lên toàn cầu. Môi trường bị ô nhiễm như thế này ảnh hưởng ngược trở lại sức khỏe con người và hệ sinh thái, sự sinh tồn của giống loài, chi phí sản xuất hàng hóa và dịch vụ và sự hưởng thụ cảnh vật xung quanh chúng ta. Các nhà môi trường Canada dự đoán rằng khoảng 6.000 người Canada chết mỗi năm vì ô nhiễm không khí và làm tăng thêm hàng chục ngàn người nhiễm bệnh hô hấp do bị ô nhiễm. Tiếp xúc với sương mù trong thành phố làm tăng các bệnh ung thư ở trẻ em lên 25% và tăng bệnh hen suyễn ở trẻ em lên 400%. Mưa acid làm thay đổi các hệ sinh thái, giết chết cá, các loài lưỡng cư và các chủng loài sống dưới nước khác và ảnh hưởng đến sự phát triển của rừng. Một chủ đề gây tranh cãi là sự ấm lên toàn cầu có thể dẫn đến gia tăng sự thay đổi hệ sinh thái với những tác động trên toàn thế giới. Sử dụng xe ô tô dẫn đến hiện tượng kẹt xe, làm tăng thời gian lái xe, gây tai nạn và nói chung là làm mọi người cáu gắt, góp phần gây nên “những cơn thịnh nộ trên đường phố”.

Vì vậy lái một chiếc xe ô tô ảnh hưởng đến tất cả người khác (dù họ có lái xe hay không) và môi trường của chúng ta. Đây là một ảnh hưởng ngoại tác. Khi lái xe đi học hay đi làm hay đi tắm biển, bạn đã hưởng lợi trực tiếp từ các dịch vụ giao thông. Những người khác là người ngoài cuộc lại gánh chịu những tác động tiêu cực từ việc lái xe của bạn như: ô nhiễm không khí, kẹt xe, và các tác động khác. Những người ngoài cuộc không kiểm soát việc lái xe của bạn. Và cái giá phải trả cho việc lái xe là chi phí trực tiếp của bạn trong xăng dầu, bảo trì, và chi phí xe hơi hàng tháng, không phản ánh những tác động tiêu cực mà bạn đã gây ra cho người khác – Vì vậy các từ ngoại tác và ảnh hưởng ngoại tác là nhằm mô tả tình huống này. Chúng ta sẽ xem xét chi tiết trong chương 4 các loại khuyến khích nào, cá nhân hay có sự trợ giúp của chính phủ, để giải thích các ngoại tác. Bây giờ chúng ta hãy suy nghĩ thêm một chút về các ngoại tác của xe máy và xem ta có thể làm gì với chúng. Để làm được điều đó, chúng ta xem xét khái niệm về khuyến khích. CÁC KHUYẾN KHÍCH: GIA ĐÌNH VÀ VIỆC SỬ DỤNG XE Ô TÔ Khi bạn lái xe, một chiếc xe thể thao hay xe tải, chi phí mà bạn phải trả cho mỗi km đi trên đường phản ánh chi phí cá nhân của bạn – xăng, dầu, bảo hiểm, v.v. Chi phí này không bao gồm sự phá hoại do phát thải từ xe của bạn gây ra cho người khác và môi trường; thêm nữa, chúng phản ánh chi phí sản xuất xăng dầu, tiền lời cho người bán lẻ v.v. Bạn sẽ phản ứng lại khi có những thay đổi trong chi phí cá nhân này, ví dụ như sẽ lái xe nhiều hơn khi giá xăng hạ thấp và ít hơn khi giá xăng lên cao. Những loại khuyến khích tích cực nào mà chúng ta có thể thực hiện để khiến người lái xe giảm giảm được lượng phát thải? Có một công thức đơn giản có thể giúp chúng ta thấy được cần sử dụng khuyến khích như thế nào:

Tổng lượng phát thải = Số lượng xe Số km đi trên đường trung bình Lượng phát

thải của mỗi km


Các khuyến khích có thể nhằm vào mục tiêu giảm số lượng của xe trên đường, số km đi trung bình, và số phát thải mỗi km. Thêm nữa, chúng ta có thể quan tâm đến nơi mà mọi người lái xe của họ. Một xe hoạt động ở thành phố Toronto, Montreal hay Vancouver sẽ tác động mạnh mẽ lên sương mù đô thị nhiều hơn cùng loại xe đó hoạt động ở vùng ngoại ô Moose Jaw, Saskatchewwan. Tuy nhiên phát thải carbon dioxide sẽ góp phần làm ấm lên toàn cầu bất kể xe đó được lái ở đâu.

Những khuyến khích tích cực nào có thể làm thay đổi hành vi của mọi người? Ở Vancourver, tất cả xe hơi, xe thể thao và xe tải nhẹ phải qua kiểm tra “khí thải” (Aircare test) 2 năm 1 lần. Việc kiểm tra này nhằm xem khí thải của xe có cao hơn tiêu chuẩn cho phép của chính phủ không. Mục đích của chính sách này là tạo một khuyến khích cho các chủ xe thường xuyên bảo trì xe của họ và vì vậy sẽ giảm sự phát thải trên mỗi km. Làm thế nào để chúng ta ảnh hưởng lên số km xe chạy? Câu trả lời về mặt kinh tế là tăng chi phí lái xe trên một km. Điều này khuyến khích mọi người thường xuyên tối thiểu hóa số lần đi bởi vì điều này trực tiếp giảm bớt chi phí của họ. Một ví dụ trong khuyến khích trực tiếp nhằm làm tăng chi phí lái xe là đánh thuế lên số km xe đi. Điều này có thể làm được bằng cách đánh thuế hàng năm khi mọi người đổi bằng lái xe. Một khuyến khích trực tiếp nữa là đánh thuế trên xăng dầu, như vậy là tăng chi phí lái xe. Làm thế nào để chúng ta có thể tác động lên lượng xe lưu thông trên đường? Điều này có thể được làm với việc đánh thuế hàng năm trên chủ xe hay chương trình mua lại, nghĩa là trả tiền cho những người vứt bỏ xe cũ của họ. Các xe cũ sẽ gây ô nhiễm trên mỗi km nhiều hơn xe mới là loại ít hao nhiên liệu và ít ô nhiễm. Chúng ta có thể nghĩ đến những khuyến khích khác có thể làm thay đổi hành vi. Những khuyến khích này có thể bao gồm cả các chương trình quảng cáo và giáo dục thông tin khiến cho mọi người biết quyết định lái xe của họ sẽ gây ảnh hưởng đến chất lượng không khí và tình trạng sức khỏe của họ như thế nào. CÁC KHUYẾN KHÍCH CHO DOANH NGHIỆP Khuyến khích cũng có thể áp dụng cho các doanh nghiệp. Chúng ta lấy ví dụ các nhà sản xuất xe và phụ tùng xe. Tất cả cơ sở công nghiệp đều hoạt động trong hệ thống khuyến khích hiện hành như: tăng lợi nhuận nếu họ ở hoạt động trong nền kinh tế thị trường. Các cơ sở có động cơ khuyến khích sử dụng bất kỳ yếu tố sẵn có nào nhằm làm kết quả sản xuất của họ tốt hơn theo tiêu chí tối đa hóa lợi nhuận. Một cách làm mang tính truyền thống là sử dụng môi trường để thải bỏ rác. Động cơ của việc làm này là vì các dịch vụ môi trường là miễn phí, cho nên việc sử dụng đầu vào miễn phí càng nhiều càng tốt là cách làm cho cơ sở sản xuất tăng lợi nhuận. Thách thức là ở chỗ ta tìm ra những khuyến khích khác để làm thay đổi hành vi của cơ sở để họ sử dụng các dịch vụ môi trường như là một hoạt động có chi phí chứ không còn là một hàng hóa miễn phí. Phương pháp sử dụng chính sách là tạo ra luật hay qui định về số lượng phát thải của cơ sở và sau đó cưỡng chế thực hiện chúng. Canada có bảng hướng dẫn tiêu thụ nhiên liệu trung bình cho công ty (CAFC) cho tất cả các xe hơi mới và xe tải nhẹ được sản xuất ở trong nước. Các nhà sản xuất xe đồng ý thiết kế xe hơi và xe tải nhẹ của họ đạt mức tiêu thụ nhiên liệu trung bình hàng năm. Bảng hướng dẫn cho xe hơi được giới thiệu vào năm 1978 ở mức 13,1 lít /100km, sau đó được hạ xuống 8,6 lít/100km vào năm 1986 và được giữ đến nay. Bảng hướng dẫn cho xe tải nhẹ được đưa ra vào năm 1995 là 11,4 lít /100km. Hiệu suất nhiên liệu của tất cả các xe hơi trên đường tăng từ 15 lít /100km vào năm 1965 lên 7,4 lít/100km vào năm 2003. Xe tải nhẹ hiện nay trung bình dưới 11 lít/100km.


Bảng hướng dẫn CAFC là tự nguyện chứ không bắt buộc. Các nhà sản xuất xe đạt tiêu chuẩn bởi vì Hoa Kỳ có chính sách tương tự và và nó là bắt buộc. Công nghệ xe hơi ở Bắc Hoa Kỳ hoàn toàn thống nhất – xe hơi và xe tải nhẹ sản xuất ở Canada được xuất khẩu sang Hoa Kỳ và ngược lại. Xe hơi Canada mà không đạt tiêu chuẩn Hoa Kỳ thì sẽ không được bán ở Hoa Kỳ. Như vậy có một khuyến khích rõ ràng cho các nhà sản xuất Canada tự nguyện tuân theo tiêu chuẩn. Chú ý rằng các tiêu chuẩn CAFC đòi hỏi nhà sản xuất xe phải đạt mức tiêu chuẩn tính trung bình theo tất cả các xe sản xuất trong năm. Nếu như hãng sản xuất thật nhiều xe hơi ít gây ô nhiễm họ sẽ dễ đạt tiêu chuẩn hơn là sản xuất nhiều xe gây ô nhiễm cao như xe thể thao. Qui định này rõ ràng tạo cho nhà sản xuất sự khuyến khích điều chỉnh sản xuất các loại xe để giảm phát thải cho người mua và sử dụng xe. Chính phủ Canada cũng qui định hàm lượng sulphur trong xăng. Qui định xác định rõ nhà máy lọc xăng dầu phải tạo ra nhiên liệu có hàm lượng sulphur dưới 30ppm áp dụng từ tháng giêng năm 2005. Sulphur trong nhiên liệu khi cháy sẽ sinh ra sulphur dioxide góp phần gây sương mù và mưa acid. Ảnh hưởng của khuyến khích này là: phải tuân theo pháp luật hay bị chính phủ phạt.

Một chính sách hiệu quả hơn có lẽ là thiết kế một hệ thống khuyến khích bằng tiền đối với các cơ sở để họ giảm ô nhiễm. Ví dụ, các nhà sản xuất nhiên liệu có thể bị đánh thuế dựa trên hàm lượng sulphur. Điều này khuyến khích họ sản xuất nhiên liệu hàm lượng sulphur thấp hơn để tránh thuế. Họ có thể sẽ tăng tỷ lệ Methanol trích ra từ ngũ cốc trong nhiêu liệu họ sản xuất, Methanol không chứa sulphur. Giá xăng dầu có thể tăng, do đó lại tạo thêm khuyến khích cho các lái xe giảm lượng tiêu thụ xăng của họ. Cơ bản của phương pháp sử dụng khuyến khích kinh tế này là cấu trúc lại các khuyến khích cho nhà sản xuất và người tiêu dùng để động viên họ sử dụng năng lực và sự linh động của chính họ trong việc tìm ra các phương cách giảm tác động lên môi trường. CÁC KHUYẾN KHÍCH TRONG CÔNG NGHỆ KIỂM SOÁT Ô NHIỄM Công nghệ kiểm soát ô nhiễm phát triển các kỹ thuật tái chế chất thải, thiết bị kiểm soát ô nhiễm, và kỹ thuật kiểm soát ô nhiễm. Đôi khi nó cũng xử lý chất thải, và tham gia vào việc quản lý các bãi chôn lấp chất thải. Công nghệ này cũng bao gồm cả việc phát triển các hàng hóa thân thiện với môi trường như xăng có hàm lượng sulphur thấp, bột giặt chứa ít phostphate và giấy tái sinh. Công nghệ kiểm soát ô nhiễm tiến bộ và năng động đang thật sự rất cần thiết nếu như chúng ta muốn tiến tới kiểm soát hiệu quả tất cả các vấn đề môi trường hiện tại và trong tương lai. Vì vậy, một trong những công việc chính yếu của các nhà kinh tế môi trường là phải nghiên cứu các khuyến khích hướng về công nghệ này - điều gì làm cho nó phát triển và suy thoái, đáp ứng nhanh hay chậm đối với nhu cầu mới phát sinh v.v. Trong ví dụ của chúng ta về ô nhiễm không khí do phương tiện giao thông, công nghệ kiểm soát ô nhiễm có thể bao hàm cả những nhà sản xuất xe không gây ô nhiễm. Các xe này có thể chạy bằng năng lượng mặt trời, điện hay sử dụng các kỹ thuật khác. Các chính sách có cần thiết phải khuyến khích các công nghệ này không? Một lập luận khác là chỉ cần có chính sách đưa ra các khuyến khích giảm phát thải là đủ để kích thích phát triển thay đổi nhiên liệu và động cơ. Tuy nhiên, nhiều chính phủ cũng trợ cấp chi phí nghiên cứu và phát triển cho các nhà sản xuất này thông qua các khuyến khích về thuế hay các quỹ rất lớn. Sự hợp lý ở chỗ phát triển các kỹ thuật mới sẽ đạt được lợi ích xã hội to lớn.

Trường hợp sau sẽ minh họa cho cách suy nghĩ kinh tế mà chúng ta sẽ ứng dụng trong vấn đề môi trường. Khi tiếp tục qua các chương khác, chúng ta sẽ học được một số phương


pháp giúp hướng tới một môi trường tốt đẹp hơn. Trước khi tiếp tục, chúng ta cần xác định một số khái niệm quan trọng để có thể hiểu tại sao các vấn đề môi trường luôn tồn tại. CÁC NGOẠI TÁC VÀ QUYỀN SỞ HỮU TÀI SẢN Trong phần 4, chúng ta sẽ xác định vai trò của các quyền sở hữu trong việc đạt đến mức ô nhiễm hiệu quả xã hội. Quyền sở hữu đóng vai trò quyết định để hiểu tại sao chúng ta có những vấn đề môi trường hiện nay. Điểm cơ bản là tài nguyên môi trường không được xác định quyền sở hữu rõ ràng. Không ai chủ sở hữu khí quyển, đại dương hay các tầng nước ngầm rộng lớn. Hai ví dụ sau minh họa các ngoại tác liên quan đến quyền sở hữu.

Sự phát thải của phương tiện giao thông. Khi một chiếc xe thể thao xả sulphur dioxide vào khí quyển, chúng ta không thể nhảy lên trước xe và la lên rằng “Dừng lại! bạn đang làm ô nhiễm không khí của tôi”. Tất cả chúng ta cùng thở chung một bầu không khí trong cộng đồng. Các ngoại tác bao gồm các nguồn gây ô nhiễm khác nhau, có thể lan ra một vùng rộng lớn, không có một cách hiệu quả nào để có được sự đồng ý của các cá nhân nhằm hạn chế sự phát thải. Việc thiết kế chính sách môi trường càng trở nên thách thức khi ngoại tác càng lan tỏa đến nhiều khu vực hay nhiều quốc gia và do nhiều nguồn khác nhau gây ra.

Sự phát thải của các chú chó. Bạn phát hiện một chú chó của nhà hàng xóm đang phát thải trên bãi cỏ xinh tươi của bạn. Đây cũng là một ngoại tác. Chú chó và chủ của nó không hề tính đến tác động của sự phát thải này lên bãi cỏ của bạn khi họ để sự việc xảy ra như thế. Nhưng khác với trường hợp phát thải của xe ôtô, bạn và người hàng xóm dễ dàng đàm phán để tìm ra một giải pháp thống nhất giải quyết vấn đề. Người hàng xóm có thể đồng ý giữ chú chó bằng dây xích hay dọn dẹp vệ sinh sạch sẽ. Bạn có thể xây hàng rào hay bắt người hàng xóm trả tiền xây hàng rào. Ngoại tác của chú chó đã được nội hóa thông qua đàm phán và thương lượng. Như vậy cách giải quyết đã được hai bên đồng ý, chỉ có sự phân biệt là ai sẽ trả khoản chi phí đó. Điều này tùy thuộc vào năng lực mặc cả của chúng ta và nhiều yếu tố khác. Tại sao có sự khác biệt giữa trường hợp phát thải của chú chó và trường hợp phát thải của xe ôtô? Bạn làm chủ chính tài sản của bạn và chú chó nhà hàng xóm đang xâm phạm. Luật nói rằng bạn có quyền không cho người khác xâm phạm tài sản của bạn. Chỉ có một người để mặc cả là chủ của chú chó ấy. Trường hợp này sẽ tương tự như sương mù đô thị nếu như bạn không biết chủ của chú chó đã làm ô uế bãi cỏ của bạn là ai. Sau đó thì bạn phải gánh chịu các chi phí tìm kiếm, theo dõi chú chó v.v. để xác định chủ nhân của thủ phạm. Những vấn đề môi trường nghiêm trọng nhất của chúng ta giống với trường hợp sương mù khói xe hơn là trường hợp chú chó hoang. Chúng bao gồm rất nhiều người gây ô nhiễm mà có lẽ họ ít hiểu biết về nguồn gốc phát thải hay mối liên hệ giữa sự phát thải với tác động môi trường. Các thành viên xã hội có lẽ không nhận ra rằng một hành động họ làm trong nhiều năm có tác động nghiêm trọng lên môi trường. Ví dụ, các nhà sản xuất hàng hóa từ da ở phía Đông Canada đã từng sử dụng thủy ngân trong quá trình thuộc da. Họ thải bỏ một cách đơn giản các chất thải này vào các dòng sông hay xuống đất. Qua nhiều năm, thủy ngân tập trung vào nước ngầm và làm ô nhiễm nguồn nước uống của dân chúng. Nhưng vào lúc đó mọi người không biết thủy ngân độc như thế nào. Chính các người thợ thuộc da đã chịu sự ngộ độc thủy ngân. Đây là nơi nguồn gốc xuất hiện thuật ngữ “phát điên” (mad as a hatter) – các ảnh hưởng đầu độc của thuỷ ngân lên chức năng não. Các nhà sản xuất da thuộc bây giờ đã dời đi, nhưng thủy ngân vẫn đọng lại gây ô nhiễm nghiêm trọng hệ sinh thái. Bây giờ làm thế nào để thương lượng với những nhà thuộc da cách đây


hàng trăm năm để thỏa thuận về lượng phát thải và đòi bồi thường cho bệnh tật, giảm thọ và nhiễm bẩn nước và đất? Ví dụ này minh chứng cho sự khó khăn vốn có nếu dựa vào các cá nhân hành động theo ý thích của chính họ để đạt được hiệu quả xã hội. Thông tin về những vấn đề tiềm ẩn có lẽ là không đầy đủ hoặc không tồn tại. PHÂN TÍCH CHI PHÍ - LỢI ÍCH Trong phân tích hiệu quả chi phí, các nhà kinh tế học chỉ quan tâm đến các chi phí để đạt được mục đích môi trường đã xác định. Trong phân tích chi phí - lợi ích, cả lợi ích và chi phí của một chính sách hay chương trình được đo lường và thể hiện trên cơ sở có thể so sánh được. Các nhà kinh tế học sử dụng phân tích chi phí - lợi ích là công cụ phân tích chính để đánh giá các quyết định môi trường. Đầu tiên nó được sử dụng ở Hoa Kỳ từ đầu thế kỷ 20 để đánh giá các dự án phát triển nguồn nước cho các tập đoàn kỹ thuật quân sự Hoa Kỳ. Ở Canada, nó được sử dụng trong các vấn đề công cộng – nhưng ngày nay còn ít hơn so với những năm 1970 khi kỹ thuật thường xuyên bị lạm dụng để biện minh cho các dự án khổng lồ có sử dụng nguồn tài nguyên thiên nhiên. Có thể sử dụng phân tích chi phí - lợi ích như một công cụ trợ giúp trong chọn lựa các chính sách hiệu quả, nhưng các cơ quan muốn biện hộ cho những gì mà họ muốn làm cũng có thể sử dụng nó. Cũng tương tự, các quan chức có thể sử dụng nó để ngừng các quy định mới hay làm mất hiệu lực các quy định cũ. Vì tầm quan trọng và việc ứng dụng rộng rãi này, phương pháp phân tích lợi ích-chi phí sẽ được đề cập trong các chương sau (xem chương 6, 7 và 8). Trong cách phân tích này, như tên đã ngầm định, lợi ích của một hoạt động được ước tính và so sánh với tổng chi phí mà xã hội sẽ phải trả nếu như hoạt động đó được tiến hành. Ví dụ: nếu là một dự án xây dựng công viên công cộng, lợi ích giải trí có được từ dự án được so sánh với các chi phí dự kiến xây dựng công viên và chi phí sử dụng đất bằng cách này thay vì là cách khác. Hay là, một dự án xây dựng lò đốt chất thải rắn sẽ được so sánh chi phí xây dựng và vận hành lò đốt, bao gồm cả chi phí thải bỏ tro và chi phí phát thải ô nhiễm không khí có thể có với lợi ích từ việc giảm sử dụng đất làm bãi chôn lấp chất thải rắn.

Nghiên cứu chi phí - lợi ích bao gồm việc chúng ta cần xem xét cả chi phí và lợi ích của các chương trình và chính sách môi trường. Điều này thường làm cho vấn đề nghiên cứu chi phí - lợi ích nằm trong các cuộc tranh luận mang tính chính trị về các vấn đề môi trường. Trong các cuộc đấu tranh chính trị về các vấn đề môi trường, một nhóm gồm những người quan tâm đến lợi ích, trong khi các nhóm đối lập lại quan tâm chủ yếu đến chi phí. Cuối cùng chấp nhận các chương trình bảo vệ môi trường tùy thuộc vào con người khi họ nhận ra rằng việc bảo vệ môi trường là xứng đáng. Phương pháp bảo vệ môi trường dựa vào phân tích chi phí - lợi ích, sự đánh đổi là cách tốt nhất để đạt được điều này. SỰ BỀN VỮNG CỦA MÔI TRƯỜNG VÀ CỦA NỀN KINH TẾ Các vấn đề cơ bản Các nhà kinh tế học ngày càng nhận thức nhiều về nhu cầu liên kết giữa kinh tế với môi trường thiên nhiên. Trong khi môi trường tự nhiên luôn là đầu vào cần thiết cho sản xuất, thì chỉ có một vài mô hình chỉ ra chính xác sự ảnh hưởng qua lại giữa các hệ sinh thái và nền kinh tế. Một ngành mới gọi là kinh tế sinh thái xác định các tương tác này đầy đủ hơn. Mục tiêu quan trọng của chuyên ngành này là nghiên cứu các lộ trình bền vững trong phát


triển kinh tế - nghĩa là các hoạt động không phá hủy các hệ sinh thái, nhưng cho phép gia tăng thu nhập thực. Chuyên ngành này đang phát triển và những hiểu biết sâu sắc mới mẻ đang xuất hiện theo thời gian. Ý tưởng cơ bản là nền kinh tế bền vững phải là nền kinh tế có khả năng cho phép phúc lợi của con người tăng lên hoặc ít nhất là được giữ nguyên (có nghĩa là không giảm sút). Để đạt được điều này, một số nhà kinh tế học đã lý luận rằng các thế hệ hiện tại không được sử dụng hết các nguồn dự trữ tài nguyên thiên nhiên môi trường để cho các thế hệ tương lai phải bị bần cùng hóa hay không thể tồn tại nữa. Chúng ta phải đánh giá các hoạt động kinh tế của chúng ta với sự quan tâm đến khả năng của hệ sinh thái.

Tất cả các nền kinh tế đều sử dụng các nguồn tài nguyên tự nhiên và môi trường để bảo đảm cho cuộc sống. Gia tăng dân số trên thế giới luôn gây áp lực ngày càng nhiều lên môi trường thiên nhiên theo thời gian. Nhiều người e rằng lộ trình mà chúng ta đang đi trong sản xuất và tăng dân số sẽ không bền vững. Liệu chúng ta có thể làm gì? Có một phương pháp là mỗi thế hệ trong một nền kinh tế bền vững có nghĩa vụ phải thay thế những gì nó đã sử dụng bằng sự đầu tư lại vào vốn xã hội. Đây là một định nghĩa rất rộng về “vốn”. Nó bao gồm tất cả mọi thứ mà nền kinh tế có thể đầu tư vào - vốn vật chất để sản xuất hàng hóa và dịch vụ, giáo dục, cơ sở hạ tầng, các nguồn tài nguyên tái tạo và không tái tạo, và dĩ nhiên chính bản thân môi trường cũng là một nguồn dự trữ vốn. Khi chúng ta sử dụng hết một số vốn hiện tại, chỉ còn cách để nền kinh tế có thể bền vững theo thời gian là tái đầu tư để giữ nguồn vốn xã hội ít ra là không thay đổi. Kiểm soát và xử lý ô nhiễm là các biện pháp giữ cho nguồn vốn môi trường ở mức ổn định. Tái chế cũng có ý nghĩa tương tự ở một mức độ nào đó. Sự bền vững liệu có đạt được không là tùy thuộc vào các hoạt động của con người, các ngành công nghiệp và chính phủ. Có một số câu hỏi: các thị trường tư nhân có giữ được nguồn vốn xã hội ở mức không đổi không? Sự can thiệp của chính phủ có cần thiết không? Nếu có thì dưới hình thức nào?

Bền vững cũng tùy thuộc vào khả năng thay thế giữa vốn tự nhiên (các nguồn tài nguyên thiên nhiên và tài nguyên môi trường), vốn sản xuất và lao động. Công nghệ và sự thay đổi công nghệ là một yếu tố sống còn khác trong nghiên cứu các lộ trình bền vững. Công nghệ sẽ ảnh hưởng lên mức độ thay thế giữa các yếu tố đầu vào và số lượng đầu vào cần thiết cho sản xuất một đơn vị hàng hóa. Một số công nghệ có thể khuyến khích sự bền vững một số khác thì không. Các nhà kinh tế học giữ vai trò quan trọng trong việc giúp tìm ra câu trả lời cho tất cả các câu hỏi này, bằng cách xây dựng các mô hình có liên kết chặc chẽ vai trò của môi trường thiên nhiên và bằng cách theo dõi các vấn đề này một cách thực tế.

Một nền kinh tế bền vững là nền kinh tế trong đó đầu tư vốn xã hội cho phép nền kinh tế tăng trưởng để thế hệ tương lai ít nhất cũng có được mức phúc lợi như thế hệ hiện tại, trong khi vẫn duy trì sự lành mạnh của hệ sinh thái.

Đánh đổi và sự bền vững Các nhà kinh tế minh họa sự đánh đổi giữa hàng hóa, dịch vụ với chất lượng môi trường bằng cách sử dụng đường giới hạn khả năng sản xuất (production possibility frontier – PPF). PPF là đồ thị biểu diễn những chọn lựa giữa hai kết quả mong muốn – hàng hóa, dịch vụ và chất lượng môi trường – của một nhóm người. Mối liên hệ cơ bản này được trình bày trong hình 1-1. Trục tung là chỉ số sản lượng kinh tế gộp, nghĩa là tổng giá trị thị trường của hàng hóa kinh tế thông thường bán ra trong nền kinh tế trong một năm. Trục hoành chỉ chất lượng môi trường, có được từ các dữ liệu khác nhau về môi trường xung quanh; ví dụ như nồng độ các chất ô nhiễm trong không khí và các dữ liệu về chất lượng nước. Đường cong này biểu diễn các mức kết hợp khác nhau giữa hai kết quả – sản lượng


thị trường và chất lượng môi trường – mà một nhóm người có thể tạo ra được với một số vốn nhất định. Đường PPF được biểu diễn bằng đường đứt quãng khi chất lượng môi trường dưới mức ē. Dưới mức ē , nền kinh tế không thể sản xuất thêm bất kỳ một hàng hóa và dịch vụ nào bởi vì có quá ít tài nguyên môi trường để duy trì sản xuất. Emax cho thấy chất lượng môi trường tối đa mà ở đó không có một hàng hóa nào được sản xuất (có thể cho là không có con người). PPF được xác định bởi năng lực kỹ thuật trong nền kinh tế và các nhân tố sinh thái – khí tượng học, thủy học v.v. của hệ thống tự nhiên tại quốc gia đang nghiên cứu. Ví dụ, sản lượng hiện tại của nền kinh tế là c1, chúng ta có thể tăng trưởng lên mức c2 chỉ với mức chi phí mà chất lượng môi trường giảm từ e1 xuống e2. Nhưng trong khi bản thân PPF biểu thị những hạn chế về mặt kỹ thuật thì điểm nào trên đường PPF mà xã hội chọn để sản xuất lại là sự lựa chọn của xã hội. Và sự chọn lựa này tùy vào cách mà con người trong xã hội ấy đánh giá chọn lựa giữa kết quả kinh tế và chất lượng môi trường. Các nhà kinh tế học minh họa sự chọn lựa của xã hội bằng mối liên hệ được gọi là đường bàng quan cộng đồng (Community indifference Curve – CIC). CIC của nước A được biểu diễn trong hình 1-1. Mỗi điểm trên CIC cho thấy sự kết hợp giữa một mức chất lượng môi trường với một số hàng hóa cho cùng một mức thỏa mãn đối với xã hội. Những đường CIC càng nằm xa gốc tọa độ thì càng cho mức thỏa mãn nhiều hơn so với các đường nằm gần. Xã hội sẽ tìm kiếm mức thỏa mãn cao nhất mà họ có thể đạt được. Đây sẽ là điểm mà đường CIC tiếp xúc với PPF. Ví dụ với nước A, đây chính là điểm A, CIC có chất lượng môi trường e2 và lượng hàng hóa là c2. Một nước khác có thể sẽ có những sở thích xã hội khác nhau đưa đến sự chọn lựa chất lượng môi trường và hàng hóa khác nhau, ví dụ họ sẽ chọn ở điểm B, với toạ độ là e1 và c1. Sự chọn lựa của xã hội sẽ ảnh hưởng đến sự bền vững của nền kinh tế và môi trường.

0

C1

e1eChaát löôïng moâi tröôøng

Saûn löôïng

C2 A

E maxe2

B

CICA1

BCIC

CICA2

Hình 1-1 Ñöôøng bieân cuûa Khaû naêng saûn xuaát (PPF) giöõa saûn löôïng vaø chaát löôïng moâi tröôøng

Đường PPF minh họa việc đánh đổi giữa hàng hóa thị trường với chất lượng môi trường. Khi tiêu thụ nhiều hàng hóa, xã hội phải chịu giảm chất lượng môi trường. Dưới điểm ē, không thể sản xuất được hàng hóa nào cả vì chất lượng môi trường quá kém không thể hỗ trợ sản xuất. Các đường bàng quan (CICs) chỉ ra những lựa chọn của một quốc gia về các mức kết hợp hàng hóa với chất lượng môi trường. Nước A chọn hàng hóa nhiều hơn và môi trường có chất lượng kém hơn là nước B.


Môi trường và Tăng Trưởng: Sự bền vững theo thời gian Sự bền vững không chỉ là sự chọn lựa trong một năm mà còn là cả quá trình theo thời gian. Đường PPF sẽ không giữ mãi ở một mức cố định khi mà các điều kiện như kỹ thuật sản xuất và suy thoái môi trường thay đổi theo thời gian. Chúng ta minh họa hai khả năng như sau. Hình 1-2 thể hiện sự đánh đổi của xã hội trong thời gian 50 năm. Biểu đồ (a) thể hiện kịch bản bi quan. Giả sử chúng ta khai thác lượng lớn trữ lượng tài nguyên thiên nhiên và không thể dùng tư bản vật chất và con người để thay thế các nguồn tài nguyên này. Sự suy giảm rõ rệt của vốn môi trường gây ảnh hưởng tiêu cực nghiêm trọng lên khả năng bền vững của nền kinh tế. Đó là vì ô nhiễm nhiều đến nỗi gây nên những thiệt hại không thể đảo ngược, hay vì ô nhiễm kéo dài ảnh hưởng đến các thế hệ tương lai. Các kết quả này có thể là hậu quả của việc lưạ chọn ở điểm A trên đường PPF trong hình 1-1 trong những năm trước. Hậu quả là, đường PPF cho đến năm 2050 sẽ nằm phía dưới đường PPF ngày nay. Cho dù chọn sản xuất ở bất kỳ điểm nào trên đường PPF đi nữa, xã hội cũng phải hoặc tiêu thụ ít hơn hoặc chịu chất lượng môi trường thấp hơn so với hiện tại. Nếu họ cố giữ mức sản xuất ở c2, chất lượng môi trường sẽ giảm xuống e3. Ngược lại, nếu giữ chất lượng môi trường ở mức e2 thì chỉ có thể sản xuất và tiêu thụ hàng hóa ở mức c3. Biểu đồ (b) thì lạc quan hơn. Giả sử chúng ta phát triển kỹ thuật mới để sản xuất một lượng lớn năng lượng từ sự làm nguội. Những ngoại tác môi trường liên quan đến nguồn năng lượng mới này là không đáng kể. Đường PPF của chúng ta hiện tại dịch chuyển lên, phản ánh xã hội có khả năng sản xuất được nhiều hàng hóa hơn với mức chất lượng môi trường cao hơn. Chú ý rằng độ nghiêng của đường PPF cho thấy ở c2 – cùng một mức sản xuất xã hội lựa chọn ở năm gốc – chúng ta có chất lượng môi trường e4 cao hơn e2, bởi vì đã phát triển nguồn năng lượng không gây ô nhiễm. Ngược lại, cùng với mức chất lượng môi trường ở e2 sản lượng có thể ở c4. Các trường hợp này cho thấy tương lai phụ thuộc vào sự lựa chọn của chúng ta ngày hôm nay.

Liệu có cách nào để biết PPF của một quốc gia sẽ thay đổi như thế nào theo thời gian khi quốc gia đó phát triển và tăng trưởng? Đâu là mối quan hệ giữa tăng trưởng kinh tế và chất lượng môi trường? Tốc độ tăng trưởng cao – tổng hàng hóa quốc nội GDP tăng – có hàm ý suy thoái môi trường tăng hay không hay là kết quả sẽ ngược lại? Một cách để trả lời câu hỏi này là là xem chất lượng môi trường thay đổi như thế nào ở các nước có mức thu nhập khác nhau. Hoặc là, có thể chọn một quốc gia và xem chất lượng môi trường thay đổi như thế nào theo thời gian khi thu nhập tính trên đầu người gia tăng.


Đường PPF trong biểu đồ (a) trình bày kịch bản bi quan trong đó đường PPF dịch chuyển xuống phía dưới. Điều này có nghĩa là quốc gia này không còn có thể tiêu dùng vừa ở c2 vừa ở e2 được nữa, một trong hai điểm này phải giảm đi. Biểu đồ (b) lạc quan hơn. Đường PPF dịch chuyển lên do tiến bộ kỹ thuật. Việc tiêu thụ hàng hóa và chất lượng môi trường giờ đây đều có thể tăng theo thời gian.

Các đường PPF của những quốc gia khác nhau sẽ có dạng như thế nào? Các nước khác nhau rất nhiều về thu nhập tính theo đầu người, về mức phát triển, và vì vậy khác nhau trong sự đánh đổi giữa chất lượng môi trường và hàng hóa dịch vụ. Có nhiều lý luận cho rằng các nước đang phát triển không thể theo đuổi được mức chất lượng môi trường cao.

Sản lượng

C2 C3

e3 e2 Chất lượng môi trường

(a) Kịch bản bi quan: PPF trong 50 năm tới Sản lượng

C4 C2

e2 e4 Chất lượng môi trường

(b) Kịch bản lạc quan: PPF trong 50 năm tới

Hình 1-2: Hai viễn cảnh của PPF trong 50 năm tới


Theo quan điểm này, PPF của các nước đang phát triển sẽ nằm bên dưới đường PPF của các nước phát triển như hình 1-3.

Trường hợp này có thể là do sự khai thác tài nguyên trong quá khứ, hoặc áp lực dân số hoặc kỹ thuật quá đơn giản. Để đạt được mức thu nhập và sản xuất hàng hóa và dịch vụ cao, các nước đang phát triển phải đối mặt với mức chất lượng môi trường thấp hơn nhiều so với các nước phát triển. Ví dụ, để các nước đang phát triển đạt được mức hàng hóa trên thị trường là c1, họ phải giảm mức chất lượng môi trường xuống e2. Còn các nước phát triển, vì các yếu tố đã được đề cập trước, có thể có mức hàng hóa thị trường là c1 với mức chất lượng môi trường cao là e1 thay vì e2.

Nhân tố chính trong lập luận này là hàng hóa và chất lượng môi trường có thể thay thế cho nhau đối với các nước đang phát triển. Điều này có đúng không? Giả sử rằng khi các nước phát triển và thu nhập gia tăng thì chất lượng môi trường và hàng hóa sẽ bổ sung cho nhau. Sự phát triển của kỹ thuật và tăng trưởng sản xuất có thể tách riêng các ngành kinh tế sử dụng tài nguyên ra khỏi phần còn lại của nền kinh tế, chúng ta cần ít nguồn lực sơ cấp để sản xuất hàng hóa và dịch vụ hơn. Xã hội sẽ sẵn lòng và có khả năng chi tiêu nhiều hơn từ thu nhập của họ để bảo vệ môi trường khỏi sự suy thoái và giải quyết những thiệt hại đã gây ra. Thêm nữa, khi thu nhập của mọi người tăng lên, họ có thể thay đổi cách thức tiêu thụ, hưởng thụ nhiều những hoạt động hướng tới bảo tồn tài nguyên thiên nhiên (ví dụ như giải trí, ngắm chim cảnh, đi bộ v.v.) hơn là các hoạt động sử dụng tài nguyên thiên nhiên. Môi trường có thể được xem là hàng hóa co giãn theo thu nhập (income elastic good). Mọi người sử dụng những hàng hóa gắn với sự cải thiện chất lượng môi trường nhiều hơn khi thu nhập của họ tăng lên. Họ có thể đủ sức làm điều đó bởi vì họ đã đảm bảo thỏa mãn các nhu cầu cơ bản, như thực phẩm, nước sạch, phương tiện vệ sinh và nhà ở. Họ có thể gây áp lực để chính phủ ban hành những quy định môi trường nhằm bảo vệ môi trường tốt hơn.

Sản lượng

Các nước đang phát triển

Các nước phát triển

Chất lượng môi trường

Hình 1-3 Đường giới hạn khả năng sản xuất của các nước phát triển và các nước đang phát triển

Với cùng mức sản lượng hàng hóa thị trường, các nước đang phát triển phải đánh đổi bằng chất lượng môi trường nhiều hơn so với một nước đã phát triển. Ở C1 chất lượng môi trường là e2 thay vì là e1. Nếu thu nhập của nước đang phát triển tăng theo thời gian, họ có thể cải thiện chất lượng môi trường nếu như đường PDF nâng lên như của các nước đã phát triển.


Điều này sẽ dẫn đến những lựa chọn xã hội đem lại mức chất lượng môi trường cao hơn. Đường PPF lúc đó sẽ bắt đầu dịch chuyển lên trên như những nước phát triển. Khi thu nhập tăng, chất lượng môi trường cũng sẽ tăng. Đường Kuznets môi trường Các nhà kinh tế đã nghiên cứu dữ liệu chất lượng môi trường của các nước có mức thu nhập khác nhau. Mục tiêu là để xem khi thu nhập thay đổi thì chất lượng môi trường có thay đổi một cách hệ thống không. Phương pháp thống kê được sử dụng để khám phá ra các mối liên hệ. Các nghiên cứu này cho thấy có các mối liên hệ giữa mức thu nhập và các thước đo chất lượng môi trường khác nhau. Mối liên hệ này được gọi là đường Kuznets môi trường (EKC), được đặt theo tên của một nhà kinh tế đã tìm thấy mối quan hệ giữa thu nhập và bình đẳng xã hội. Hình 1-4 cho thấy có ba loại liên hệ trong đường EKC:

1. EKC giảm đều khi thu nhập tăng. Áp dụng cho lĩnh vực nước sạch, nhà vệ sinh

và mức sulphur dioxide trong những năm 1990. Các kết quả về nước và nhà vệ sinh cho thấy đây là những hàng hóa thông thường – nghĩa là khi thu nhập tăng mọi người sẵn lòng trả cao hơn cho hàng hóa này. Còn kết quả cho sulphur dioxide vào những năm 1990 có thể là do tác động của các quy định về phát thải, đặc biệt là tại các nước phát triển.

2. EKC lúc đầu tăng sau đó giảm theo thu nhập. Ví dụ SO2 vào những năm 1980 và

CO2 vào những năm 1990. Đường SO2 cho thấy quá trình phát triển trong giai đoạn đầu dẫn đến gia tăng ô nhiễm không khí, nhưng khi thu nhập tăng theo thời gian thì có sự chuyển đổi sang các loại hình công nghệ sản xuất sạch hơn, cũng các cộng đồng ở các nước gia tăng yêu cầu kiểm soát ô nhiễm. Có sự khác biệt lớn trong lượng CO2 ước tính giữa những năm 1980 và 1990 nên khó có thể suy diễn lý do trong trường hợp này. Cân bằng trong lâm nghiệp không phải là tin tốt lành cho môi trường. Sự cân bằng cho thấy diện tích che phủ rừng tăng thì thu nhâp tăng lên tới mức khoảng 20.000 USD tính trên đầu người, nhưng sau đó bắt đầu giảm bớt. Đây là bằng chứng của việc sử dụng không bền vững các nguồn tài nguyên.

3. EKC tăng theo thu nhập. Ví dụ biểu diễn phát thải CO2 tính trên đầu người vào

những năm 1980. Phát thải CO2 tăng là kết quả từ nhu cầu năng lượng hóa thạch tăng đi cùng với quá trình phát triển – Nhưng chú ý rằng EKC có lẽ đang thay đổi theo thời gian, phản ánh việc giảm sử dụng nhiên liệu hóa thạch trên mỗi đơn vị GDP.


140

120

100

80

60

40

20

0

- 20

-10.000 0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000

1980s

1997

(a) Sự thiếu vệ sinh (%), năm 1997 và những năm 1980

% d

ân s

ố số

ng m

ất v

ệ si

nh

GDP tính trên đầu người

Điều kiện vệ sinh được cải thiện liên tục khi thu nhập trên đầu người tăng trong cả hai gia đoạn, nhưng theo % thiếu vệ sinh giảm mạnh vào năm 1997.

100

80

60

40

20

0

- 20

-10.000 0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000

1980s

1997

(b) Nước uống không an toàn (%), năm 1997 và những năm 1980

% d

ân s

ố sử

dụn

g nư

ớc k

hông

sạc

h


Cung cấp nước sạch được cải thiện liên tục khi thu nhập tăng. Điều này cũng xảy ra ở mức thu nhập theo đầu người thấp vào năm 1997 hơn là vào những năm 1980

Hình 1-4 Đường Kuznets môi trường được ước tính vào những năm 1980 và 1990

Những đường EKC chỉ ra mối quan hệ giữa thu nhập tính theo đầu người với một chỉ số môi trường. Người ta tìm thấy một loạt các mối quan hệ khác nhau, như được mô tả trong những khung trên đây.


Những mối liên hệ trên chỉ là những hình chụp nền kinh tế thế giới tại một thời điểm. Như hình 1-4 minh họa, các mối liên hệ dường như đang thay đổi theo thời gian, đôi lúc cho thấy mối quan hệ giữa phát triển và chất lượng môi trường trở nên lạc quan hơn. Nhưng kết quả EKC, trong một số trường hợp, cảnh báo rằng nếu các quốc gia vẫn tiếp tục tăng trưởng thu nhập thì có thể sẽ dẫn đến việc làm tồi tệ chất lượng môi trường. Cần chú ý rằng EKC chỉ cho thấy một chỉ số chất lượng môi trường, không phải là thước đo các ảnh hưởng kết hợp của nhiều chất ô nhiễm lên sức khỏe của hệ sinh thái. Điều này là giới hạn chủ yếu của các nghiên cứu thực tiễn cố liên kết chất lượng môi trường với các biến số kinh tế.

4

3

2

1

0

- 1

- 2

- 3

- 4

-10.000 0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000 GDP tính trên đầu người

Thay

đổi

diệ

n tíc

h ph

ủ rừ

ng

1990

– 1

995

(%)

(c) Thay đổi diện tích che phủ rừng (%), 1990-1995 Trong những năm 1990 đường EKC hình vòng cung cho thấy diện tích che phủ rừng gia tăng khi thu nhập tính trên đầu người từ mức thấp chuyển qua cao, sau đó thì giảm xuống.

140

120

100

80

60

40

20

0

-10.000 0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000


Nồn

g độ

SO

2

(g/

m3 )

(d) Phát thải SO2 ở khu vực đô thị, thập niên 1980 và 1990 EKC của SO2 có hình chữ U vào những năm 1980, nhưng vào những năm 1990 thì đường cong có độ dốc đi xuống.

1980s

1990s

Hình 1-4 Đường Kuznets môi trường được ước tính vào những năm 1980 và 1990 (tt)


Các ổ chứa ô nhiễm và vùng tránh ô nhiễm

Khi khảo sát chất lượng môi trường ở nhiều quốc gia, một câu hỏi được đặt ra là các chỉ số môi trường có phản ánh tính chặt chẽ của chính sách môi trường ở các nước hay không và có các chính phủ có cạnh tranh trong việc lôi kéo các ngành công nghiệp “bẩn” hay “sạch” không. Một quốc gia hay một vùng trong một quốc gia có thể muốn trở thành ổ chứa ô nhiễm (pollution haven) bằng cách đưa ra những chính sách môi trường rất lỏng lẻo. Họ khuyến khích các công ty xây dựng nhà máy sản xuất thật nhiều hàng hóa và tạo nhiều việc làm cho người dân. Các nước đang phát triển thường được xem là các ổ chứa ô nhiễm, và bất kỳ quốc gia hay khu vực nào có các mục tiêu môi trường thấp đều là các ổ chứa ô nhiễm tiềm năng. Các nước khuyến khích công nghệ sản xuất sạch và mời gọi những người đánh giá cao chất lượng môi trường thì thường sử dụng các chính sách môi trường khắc khe. Các nước đó là các vùng tránh ô nhiễm (pollution halos). Thật khó để có được kết luận về vấn đề này. Các kết quả nghiên cứu thực tế không tách biệt vấn đề rạch ròi được. Nhiều nghiên cứu cho thấy không có bằng chứng về các vùng chứa ô nhiễm. Nhưng nghiên cứu chi tiết từng ngành công nghiệp thì lại thấy có những trường hợp qui định môi trường đã góp phần di dời các xí nghiệp gây ô nhiễm nặng sang các vùng có qui định môi trường ít chặt chẽ hơn. Sự phức tạp ở chỗ là làm thế nào đo đạc được tính chặt chẽ của các quy định. Các nước phát triển và đang phát triển có các quy

30.000

20.000

10.000

0

-10.000

-10.000 0 10.000 20.000 30.000 40.000 50.000


Nguồn: Ước lượng những năm 1990 do các tác giả tính toán. Số liệu những năm 1980 là của Ngân Hàng Thế Giới (1992). Báo cáo

Phát Triển Thế giới 1992. Phát Triển và Môi Trường, trang 11.

Lượn

g ph

át th

ải C

O2

(kg/

ngườ

i)

(e) Phát thải CO2 tính trên đầu người, năm 1996 EKC của CO2 có dạng tăng theo hàm số mũ vào những năm 1980, nhưng dữ liệu năm 1996 thì có hình chữ U ngược với đỉnh cao của phát thải tính trên đầu người xảy ra ở mức thu nhập dưới 20.000 USD/người.

Hình 1-4 Đường Kuznets môi trường được ước tính vào những năm 1980 và 1990 (tt)

1980

1996


định phát thải chặt chẽ, nhưng trong thực tế thì việc cưỡng chế thực hiện lại rất yếu. Một dữ liệu lý tưởng là phải đo được mức phát thải của các nguồn ô nhiễm, hay nhóm nguồn, trước và sau khi nó di chuyển từ vùng này sang vùng khác. Rất khó có các dữ liệu này. Vì vậy, cách mà các nhà kinh tế phải tiến hành là xác định những ngành công nghiệp “bẩn”, là những ngành công nghiệp phát thải lượng lớn chất ô nhiễm, và xem chúng tăng hay giảm như thế nào ở các quốc gia hay khu vực khác nhau trong cùng một quốc gia.

Vấn đề khó khăn trong cách nghiên cứu này là có nhiều yếu tố khác ngoài các quy định môi trường cũng có thể khiến các ngành công nghiệp bẩn phải di chuyển – ví dụ như chi phí lao động, khả năng cung ứng nguyên liệu thô, cơ sở hạ tầng và đặc biệt là các giai đoạn của chu kỳ sản xuất. Điều cuối cùng chúng ta muốn nói đến là trong quá trình phát triển của bất kỳ một nền kinh tế nào, các ngành công nghiệp đều có xu hướng mở rộng rồi suy thoái ở các thời điểm khác nhau. Các ngành công nghiệp chế tạo cơ bản, thường được xem là “bẩn”, sẽ phát triển lúc đầu và suy giảm sau đó khi thu nhập của quốc gia tăng. Vì vậy các công ngành công nghiệp này có thể di chuyển từ nước này sang nước khác (di chuyển không chỉ theo nghĩa đen, mà là mở rộng ở một số nước và suy thoái ở một số nước khác) tùy vào điều kiện các nước đang ở giai đoạn nào trong chu kỳ sản xuất, chứ không phụ thuộc vào các qui định về môi trường.

Ví dụ: Điều gì đang xảy ra với mức độ ô nhiễm ở các nước đang phát triển nơi mà đầu tư trực tiếp nước ngoài đang gia tăng rất mạnh theo thời gian?

Một nghiên cứu của Wheeler (2000) về mối quan hệ giữa đầu tư nước ngoài ở các nước đang phát triển và mức ô nhiễm của các nước đó theo thời gian. Ba nước đang phát triển được nghiên cứu là: Trung quốc, Mexico và Brazil. Dữ liệu là các chất ô nhiễm không khí đô thị quan trọng - bụi lơ lửng (PM), có liên quan mật thiết với bệnh và tử vong có nguyên nhân tim phổi. Ba nước này ước tính chiếm khoảng 60% vốn đầu tư trực tiếp nước ngoài (FDI) ở các nước đang phát triển, vì vậy nghiên cứu mối liên hệ giữa FDI và PM là trắc nghiệm đặc biệt có ý nghĩa đối với giả thiết về ổ chứa ô nhiễm. Nếu như đầu tư nước ngoài tạo điều kiện cho sự di chuyển các công nghệ cực kỳ ô nhiễm đến các nước đang phát triển nhanh chóng này, thì PM phải gia tăng hay ít nhất là không giảm xuống. Dữ liệu được trình bày ở hình 1-5. Mỗi biểu đồ minh họa cho từng nước. Trong mỗi trường hợp, trong khi lượng đầu tư trực tiếp của nước ngoài tăng (đáng kể nhất ở giai đoạn cuối), PM lại giảm. Giả thiết về ổ ô nhiễm đã không có căn cứ, ít nhất cho loại chất ô nhiễm trên và với các quốc gia trên. Các câu hỏi phát sinh trong ví dụ này (dành cho thảo luận) 1. Bạn có cho rằng các chất ô nhiễm khác cũng sẽ trong tình trạng tương tự như với bụi lơ

lửng? (Liên hệ với thông tin về EKC) 2. Trong khi bụi lơ lửng giảm tại các vùng này, mức độ này so với ở các các nuớc khác

thì như thế nào? – ví dụ như Hoa Kỳ và Canada? (Dữ liệu về Canada về bụi lơ lửng được cho ở chương 2.)


(a) Trung Quốc

0

100

200

300

400

500

600

1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995

Năm

Bụi

(mic

rogr

am/m

3)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Đầu

tư n

ước

ngoà

i năm

199

8 (U

SD

)

(b) MEXICO CITY

0

10

20

30

40

50

60

1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997

Năm

Hàm

lượ

ng b

ụi v

ượ

t tiê

u ch

uẩn

(%)

0

2

4

6

8

10

12

14

Đầu

tư n

ướ

c ng

oài n

ăm

1998

(USD

)

(c) SAO PAULO, BRAZIL

0

20

40

60

80

100

120

140

160

1984 1985 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996

Năm

Bụi (

mic

rogt

am/m

3)

0

2

4

6

8

10

12

Đầu

tư n

ước

ngoà

i năm

19

88 (U

SD)

Cho cả ba quốc gia, ô nhiễm dưới dạng bụi lơ lửng đã giãm từ những năm 1980, trong khi đâu tư trực tiếp nước ngoài lại gia tăng. Dữ liệu này không minh chứng cho giả thíêt là các quốc gia đang phát triển này là những ổ chứa ô nhiễm.


KINH TẾ HỌC VÀ CHÍNH TRỊ Các quyết định chính sách môi trường được đưa ra theo các quy trình chính trị, nơi mà ít nhất là trong các hệ thống dân chủ, người dân và các nhóm ngồi lại với nhau và đấu tranh để giành sự ảnh hưởng và quyền kiểm soát. Khi những mối quan tâm này trái ngược nhau thì các hình thức liên minh mới được thành lập và tạo ra sự thiên lệch. Các chính sách xuất hiện từ quá trình như vậy sẽ ít có can hệ gì với các phương pháp hiệu quả giải quyết các vấn đề môi trường mà ta nói đến. Nếu như vậy thì vai trò của các nhà kinh tế môi trường sẽ được đặt ở đâu? Tại sao phải mất rất nhiều thời gian và công sức cho các vấn đề hiệu quả, hiệu quả chi phí, công bằng khi mà quá trình chính trị hầu như sẽ bỏ các vấn đề này mà chỉ đi theo hướng riêng của nó? Câu trả lời là công việc của các chính trị gia chính là sự đi tìm kiếm hay dàn xếp cho sự cải tiến. Các nhà khoa học và kinh tế học có thể giúp cho quá trình chính trị bằng cách nghiên cứu càng rõ ràng và khách quan càng tốt, dù rằng chúng ta biết thế giới thực tế là đầy thỏa hiệp và quyền lực. Các nhà kinh tế có thể giúp xác định các chiến lược hiệu quả xã hội và nghiên cứu các vấn đề phân phối: các vấn đề môi trường và các chính sách môi trường ảnh hưởng như thế nào lên các nhóm khác nhau trong xã hội. Một vai trò quan trọng khác của các nhà kinh tế và khoa học là cung cấp thông tin các phương án hành động khác nhau cho người làm chính trị. Ví dụ, tác động phát thải liên tục khí gây hiệu ứng nhà kính lên sự thay đổi khí hậu là như thế nào? Người tiêu dùng sẽ phản ứng như thế nào với thuế carbon? Mặc dù chúng ta sẽ tập trung cả cuốn sách vào vấn đề các chính sách hiệu quả nhất hay các hành động ít chi phí nhất, thì chúng ta vẫn cần nhận thấy rằng trong thế giới nhận và cho của chính trị, nơi hình thành chính sách, việc chọn lựa các phương án thay thế luôn luôn là vấn đề trọng tâm. Nhưng các nhà kinh tế đang ngày càng trở nên quan trọng trong quá trình hình thành các chính sách môi trường. Khi xã hội và các chính khách của chúng ta cần nắm rõ sự phức tạp và áp lực của các vấn đề môi trường thì họ dựa vào các nhà kinh tế để có lời khuyên về chính sách. Các chính sách trong quá khứ có lẽ không cải thiện môi trường. Các đề nghị kiểm soát môi trường mới kết hợp các nguyên tắc khuyến khích kinh tế đang đóng vai trò ngày càng quan trọng trong các chính sách môi trường ở các cấp địa phương, tỉnh thành và cả quốc gia. Đó là tất cả các lý do để nghiên cứu và hiểu biết kinh tế học phân tích môi trường và chính sách.

TÓM TẮT Mục đích của chương này là tạo cho bạn sự yêu thích môn học kinh tế môi trường bằng cách chỉ ra một số chủ đề chính, những phương pháp quan trọng nhất mà các nhà kinh tế đang tiến hành nghiên cứu. Chúng ta sẽ tập trung vào khía cạnh kinh tế vi mô của kinh tế môi trường – để thấy được tại sao ngoại tác tồn tại và còn mãi, và làm thế nào để thiết lập và phân tích các công cụ chính sách kinh tế để có thể cải thiện chất lượng môi trường. Chúng ta đã trình bày tóm tắt một số vấn đề kinh tế vĩ mô chính yếu nhất – đó là sự bền vững và tăng trưởng. Các công cụ phân tích nhằm nghiên cứu chuyên sâu những vấn đề này cần kiến thức kinh tế học phức tạp hơn phần sẽ được sử dụng trong cuốn sách. Chúng ta hy vọng rằng bạn sẽ tiếp tục nghiên cứu kinh tế học và trở lại các vấn đề kinh tế vĩ mô này trong một khóa học khác.

Khi chúng ta đi vào một số vấn đề về quan điểm và lý thuyết trong kinh tế môi trường thì rất dễ làm mất đi các nội dung mà chúng ta muốn đạt được. Chúng ta cố phát triển những nguyên lý cơ bản để có thể sử dụng chúng để chỉ ra những vấn đề thực tế như ô nhiễm không khí và nước. Mặc dù các nguyên lý này được giới thiệu một cách ngắn gọn và có vẻ đơn lẻ nhưng hãy luôn nhớ mục tiêu là đạt cho được một môi trường thiên nhiên đẹp hơn, sạch hơn và lành mạnh hơn và bền vững theo thời gian.


CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Đường bàng quan cộng đồng Chi phí cơ hội Hiệu quả chi phí Ổ chứa ô nhiễm Kinh tế sinh thái Vùng tránh ô nhiễm Đường Kuznets môi trường Chi phí tư nhân Sự công bằng Đường giới hạn khả năng sản xuất Ngoại tác Quyền sở hữu tài sản Khuyến khích Sự khan hiếm Hàng hóa có cầu co dãn theo thu nhập Vốn xã hội Lợi ích biên Mức ô nhiễm hiệu quả xã hội Chi phí biên Sự bền vững Hàng hóa thông thường Đánh đổi CÂU HỎI THẢO LUẬN

1. “Kiểm tra hàng năm tất cả các xe máy trên đường không phải là một chính sách hiệu

quả về chi phí”. Bạn có đồng ý với ý kiến này? Giải thích tại sao có và tại sao không?

2. Tại sao thuế xăng dầu khuyến khích việc giảm thải từ xe máy nhiều hơn là thuế hàng năm đánh trực tiếp trên xe?

3. Tiêu chuẩn CAFC của Canada áp dụng cho xe mới khi xuất xưởng. Hãy đưa ra 2 lý do vì sao điều này có thể có tác động trên tổng lượng phát thải của xe máy? Hãy giải thích?

4. Liệu Canada có cần một tiêu chuẩn CAFC tự nguyện trong khi ở Hoa Kỳ điều này là bắt buộc không? Bình luận?

5. Các yếu tố nào ảnh hưởng đến sự đánh đổi được minh họa trong đường giới hạn khả năng sản xuất biên (PPF)? Bằng cách nào các chính sách môi trường ảnh hưởng lên sự đánh đổi này?

6. Giả sử có sự thay đổi công nghệ cho phép các cơ sở sản xuất hàng hóa và dịch vụ ít gây ô nhiễm. Hãy trình bày bằng biểu đồ và giải thích công nghệ này sẽ thay đổi đường giới hạn khả năng sản xuất biên như thế nào và chỉ ra điểm nằm trên đường này nơi mà xã hội có khả năng lựa chọn?

7. Nếu vốn nhân tạo không thể thay thế cho vốn môi trường (các nguồn tài nguyên thiên nhiên, chất lượng không khí và nước), điều này sẽ ảnh hưởng như thế nào đối với sự đánh đổi giữa phát triển kinh tế và môi trường?

8. Trình bày các đường Kuznets môi trường (EKC) thay đổi như thế nào khi các đường giới hạn khả năng sản xuất biên (PPF) của các quốc gia thay đổi theo thời gian?

9. Tại sao các quốc gia muốn trở thành nơi tránh ô nhiễm?


CHƯƠNG 2

LIÊN KẾT GIỮA KINH TẾ VÀ MÔI TRƯỜNG:

SỰ PHÂN LOẠI

Trong bất kỳ nền kinh tế nào, những hoạt động cơ bản là sản xuất, phân phối và tiêu dùng đều diễn ra trong một thế giới tự nhiên bao quanh. Một trong những vai trò của thế giới tự nhiên là cung cấp nguyên vật liệu thô và năng lượng đầu vào; mà nếu không có nó thì sản xuất, tiêu dùng và bản thân cuộc sống cũng không thể tồn tại được. Các hoạt động sản xuất và tiêu dùng tạo ra nhiều sản phẩm phế thải, gọi là chất thải, và những chất này cuối cùng sẽ quay về thế giới tự nhiên dưới dạng này hay dạng khác. Các chất thải này có thể gây ô nhiễm và suy thóai môi trường tự nhiên. Chúng ta có thể minh họa mối liên hệ cơ bản này bằng một giản đồ như sau:

Mối liên kết (a): mô tả các nguyên vật liệu thô chuyển vào quá trình sản xuất và tiêu dùng. Lĩnh vực nghiên cứu vai trò cung cấp nguyên vật liệu thô của thiên nhiên được gọi là “Kinh tế tài nguyên thiên nhiên”. Mối liên kết (b): thể hiện sự tác động của hoạt động kinh tế đến chất lượng môi trường tự nhiên. Lĩnh vực nghiên cứu về sự vận chuyển của các chất thải từ hoạt động kinh tế và các tác động tổng hợp của nó đối với thế giới tự nhiên có tên gọi là “Kinh tế môi trường”. Mặc dù kiểm soát ô nhiễm là một chủ đề chính yếu trong kinh tế môi trường nhưng đó không phải là chủ đề duy nhất. Con người tác động đến môi trường bằng nhiều cách mà không có liên quan gì đến ô nhiễm như ta vẫn nghĩ. Phá hủy môi sinh do việc phát triển nhà cửa, đường xá và thủy lợi, do làm suy giảm cảnh quan, và việc tháo khô đất ngập nước để sản xuất nông nghiệp là những ví dụ về tác động môi trường không liên quan đến việc thải chất gây ô nhiễm đặc trưng. Chủ đề của cuốn sách này là Kinh tế môi trường. Chúng ta sẽ nghiên cứu về sự quản lý dòng chất thải và những tác động của hoạt động của con người đến tài nguyên môi trường. Tuy vậy, sự thật là nhiều vấn đề này lại nảy sinh ngay từ giai đoạn nguyên liệu thô ban đầu trong quá trình tác động qua lại giữa kinh tế và tự nhiên. Vì thế, trước khi tiếp tục, chúng ta sẽ xem xét vắn tắt những nhân tố chính của Kinh tế tài nguyên thiên nhiên.

KINH TẾ TÀI NGUYÊN THIÊN NHIÊN Trong các xã hội hiện đại, đôi khi chúng ta dễ dàng bỏ qua sự kiện rằng hoạt động kinh tế sử dụng rất nhiều loại đầu vào tài nguyên thiên nhiên khác nhau. Ví dụ các nguồn năng lượng từ nhiên liệu hóa thạch như than đá, dầu mỏ và khí thiên nhiên, đập thủy điện,

Kinh tế

Thiên nhiên

(a) (b)


ethanol, năng lượng mặt trời và gió cung cấp các nguồn đầu vào để phát điện, xe cộ di chuyển và năng lượng cho các quy trình sản xuất. Rất nhiều nguyên vật liệu được dùng trong xã hội công nghiệp, và ngay cả trong lĩnh vực công nghệ thông tin, có nguồn gốc từ các loại khoáng sản khác nhau và từ các tài nguyên rừng. Không khí và nước cần thiết cho tất cả các sinh vật, cũng như cần thiết cho đầu vào của nhiều quy trình sản xuất. Sản xuất thực phẩm phụ thuộc vào nền tảng tài nguyên thiên nhiên, hoặc để thu hoạch trực tiếp như ngành thủy sản, hoặc để cung cấp đầu vào cần thiết cho sự tăng trưởng của cây trồng vật nuôi. Để phân loại các tài nguyên thiên nhiên, cách phổ biến nhất là phân thành các tài nguyên có thể tái tạo (renewable) và tài nguyên không thể tái tạo (non-renewable). Các tài nguyên sống như cá và gỗ là tài nguyên có thể tái tạo; chúng lớn lên theo thời gian qua các quy trình sinh học. Việc thu hoạch các tài nguyên này có thể bền vững theo thời gian. Một số nguồn tài nguyên không sống cũng là tài nguyên có thể tái tạo, một thí dụ điển hình đó là năng lượng mặt trời chiếu xuống trái đất và vòng tuần hoàn nước. Tài nguyên không thể tái tạo là các dạng tài nguyên không có quá trình bổ sung sau khi sử dụng, chúng sẽ biến mất vĩnh viễn. Sự khai thác, vì thế là không bền vững. Những ví dụ điển hình là các túi dầu mỏ tự nhiên và các trầm tích khoáng không chứa năng lượng. Một số tài nguyên, chẳng hạn các tầng nước ngầm, có mức độ bổ sung quá chậm chạp nên chúng được xếp vào dạng tài nguyên không thể tái tạo. Các tài nguyên sống cũng có thể trở thành tài nguyên không thể tái tạo nếu việc khai thác liên tục vượt quá sự tăng trưởng của nguồn tài nguyên.

Một loại tài nguyên cực kỳ quan trọng cho sự tồn tại của tất cả các loài, không hiện diện trong một chất mà chỉ hiện diện trong một tập hợp của nhiều thành phần: tài nguyên đa dạng sinh học (biological diversity). Các nhà sinh vật học ước tính trên trái đất hiện nay có khoảng 30 triệu loài sinh vật khác nhau đang sinh sống. Số lượng loài này thể hiện một nguồn thông tin di truyền to lớn và quan trọng, rất hữu ích cho sự phát triển các loại dược liệu, thuốc bảo vệ thực vật có nguồn gốc tự nhiên và các giống cây trồng vật nuôi có tính chống chịu v.v. Các hoạt động của con người đã làm gia tăng đáng kể mức độ tuyệt chủng của các loài. Vì vậy, sự bảo tồn nơi cư trú và bảo vệ các giống loài đã trở thành những vấn đề về tài nguyên quan trọng hiện nay.

Một trong những đặc điểm đặc trưng của hầu hết những vấn đề về tài nguyên thiên nhiên là tính phụ thuộc vào thời gian. Điều này có nghĩa là việc sử dụng chúng thường kéo dài theo thời gian, do đó mức độ sử dụng trong một thời điểm sẽ ảnh hưởng đến số lượng sử dụng trong tương lai. Trong trường hợp các tài nguyên không thể tái tạo thì dễ nhận thấy điều này. Nên rút lên bao nhiêu dầu mỏ từ một giếng dầu trong năm nay, biết rằng nếu chúng ta rút nhiều hơn trong hiện tại thì sẽ còn lại ít hơn cho các năm tiếp theo? Vấn đề đánh đổi giữa hiện tại với tương lai này cũng xảy ra ở nhiều loại tài nguyên có thể tái tạo. Nên khai thác bao nhiêu cá hồi trong hiện tại biết rằng quy mô của đàn còn lại sẽ ảnh hưởng đến khả năng cung cấp cá trong những năm tiếp theo? Chúng ta nên khai thác các cây gỗ trong năm nay, hay là nên chờ vài năm nữa vì mức độ tăng trưởng của chúng còn đang cao?

Những vấn đề ta đang nói đến mang đặc thù về mặt liên thế hệ, chúng bao hàm việc phải đánh đổi giữa hiện tại với tương lai. Một số vấn đề môi trường cũng mang tính chất này, nhất là các chất ô nhiễm tích lũy, hoặc những chất ô nhiễm cần một khoảng thời gian dài để tiêu hủy hết. Cái bị suy giảm ở đây chính là khả năng đồng hóa của trái đất - đó là khả năng của hệ thống tự nhiên chấp nhận một số chất ô nhiễm nào đó và chuyển chúng sang dạng trung tính hoặc vô hại. Một số lý thuyết về cạn kiệt tài nguyên thiên nhiên cũng giúp


ích cho sự hiểu biết về ô nhiễm môi trường. Theo đó, khả năng đồng hóa cũng là một dạng tài nguyên thiên nhiên, tương tự các tài nguyên truyền thống như dầu mỏ và rừng.

Một nét đặc trưng của thế giới hiện đại đó là trong nhiều trường hợp, sự phân chia ranh giới giữa tài nguyên thiên nhiên và tài nguyên môi trường không rõ nét. Nhiều tiến trình khai thác tài nguyên, như khai thác gỗ, khai mỏ lộ thiên, có ảnh hưởng trực tiếp đến chất lượng môi trường. Và trong nhiều trường hợp, sự ô nhiễm hoặc suy thóai môi trường tác động đến các quá trình khai thác tài nguyên. Một ví dụ cụ thể là ô nhiễm nước khu vực cửa sông ảnh hưởng đến sự sinh trưởng của đàn cá. Cũng tương tự như thế, ô nhiễm không khí làm giảm sản lượng nông nghiệp. Và nhiều đối tượng khác, như động vật hoang dã, có thể được xem vừa là tài nguyên thiên nhiên vừa là đặc tính của môi trường. Dù ranh giới không rõ ràng như thế, các nhà kinh tế cũng phân biệt rạch ròi giữa hai dạng dịch vụ của thế giới tự nhiên – cung cấp nguyên liệu thô và chức năng môi trường – để chúng ta có thể tập trung vào loại tài nguyên thứ hai (chức năng môi trường) trong cuốn sách này. CÂN BẰNG CƠ BẢN Hình 2-1 là một sự biểu diễn phức tạp hơn của những mối liên hệ đã được thể hiện ở đầu chương. Các yếu tố trong vòng tròn là các thành phần của hệ thống kinh tế, toàn bộ chúng, về cơ bản, được bao bọc trong môi trường tự nhiên. Nền kinh tế được phân chia thành hai bộ phận chính: nhà sản xuất và người tiêu thụ.

Nhà sản xuất: bao gồm tất cả các công ty, tổ chức công và các tổ chức phi lợi nhuận

lấy đầu vào và chuyển hóa chúng thành hàng hóa và dịch vụ. Nguồn đầu vào chủ yếu mà môi trường tự nhiên cung cấp cho lĩnh vực sản xuất là các nguyên vật liệu ở dạng nhiên liệu, khoáng, và gỗ, các chất lỏng như nước và xăng dầu, và các dạng khí khác nhau như khí thiên nhiên và oxy. Tất cả hàng hóa và dịch vụ đều có nguồn gốc từ các nguyên vật liệu này kết hợp với các đầu vào là năng lượng.

Người tiêu thụ: bao gồm tất cả các hộ gia đình riêng biệt sử dụng các sản phẩm và

dịch vụ cuối cùng phục vụ cho sự tồn tại và thụ hưởng của họ. Người tiêu thụ cũng có thể sử dụng các nguyên liệu đầu vào lấy trực tiếp từ thiên nhiên mà không qua trung gian nhà sản xuất. Nước được bơm từ các giếng gia đình, hay là, ở nhiều quốc gia, củi được các hộ gia đình thu gom trực tiếp. Con người cũng sử dụng môi trường tự nhiên một cách trực tiếp cho các hoạt động thư giãn như là đi bộ trong rừng hay quan sát chim muông. Các hoạt động này không nhất thiết bao hàm sự tiêu thụ môi trường tự nhiên. Để đơn giản các chức năng này không được thể hiện trực tiếp trong hình dưới đây.


Hình 2-1: Vòng tuần hoàn liên hệ giữa Môi trường và Kinh tế

Môi trường tự nhiên cung cấp nguyên liệu thô cho hệ thống kinh tế. Sản xuất và tiêu dùng tạo ra các chất thải, các chất này có thể được tái chế, nhưng cuối cùng vẫn quay lại môi trường tự nhiên.

Trong bối cảnh rộng hơn, nhà sản xuất và người tiêu thụ thực tế có thể cùng là một người với những vai trò khác nhau. Thái độ “chúng ta - chúng nó” trong nhiều cuộc tranh luận thuộc lĩnh vực môi trường thực tế là một sự bất đồng nội bộ trong cùng một nhóm. Tổng thể xã hội xét về cơ bản giống như một hộ gia đình, họ bơm nước lên từ chính miệng giếng của họ và lại thải các chất thải vào hệ thống tự hoại nằm xung quanh miệng giếng của họ. Sản xuất và tiêu dùng tạo ra tất cả các dạng chất thải, có thể được xả vào không khí, nước hoặc vứt bỏ trên mặt đất. Danh sách các chất thải này dài đến khó tin: sulfur dioxide, các hợp chất hữu cơ dễ bay hơi, các dung môi độc, chất thải động vật, thuốc bảo vệ thực vật, bụi đủ loại, xà bần, kim loại nặng v.v. Năng lượng thải cũng là những chất thải quan trọng của quá trình sản xuất; chúng được thải ra ở dạng nhiệt, dạng âm thanh, và năng lượng phóng xạ là loại mang đặc tính của cả vật chất và năng lượng. Người tiêu thụ cũng có phần trách nhiệm đối với phần lớn lượng chất thải, trong đó chủ yếu là chất thải sinh hoạt và các chất thải từ phương tiện giao thông. Tất cả các chất trong hàng tiêu dùng cuối cùng đều là những chất thải cho dù chúng có thể được tái chế trước đó. Đây chính là nguồn của phần lớn chất thải rắn cũng như các chất thải nguy hại như chất độc hóa học có trong thuốc bảo vệ thực vật, pin, sơn và dầu cặn. Trước hết chúng ta hãy xem xét vấn đề chất thải sản xuất và tiêu dùng từ quan điểm thuần vật lý sử dụng một mô hình đơn giản. Một mô hình là một cách để thể hiện cấu trúc và những mối quan hệ của các sự vật mà không đi sâu vào tất cả chi tiết phức tạp của nó. Hình 2-1 thể hiện các thành phần của mô hình với các ký hiệu được gán cho chúng. Trong hình 2-1, nguyên vật liệu và năng lượng (M) được lấy ra từ môi trường tự nhiên và các chất thải từ sản xuất và tiêu dùng (Rp

d và Rcd) được thải trở lại vào môi trường. Theo quy luật nhiệt

động học thứ nhất (first law of thermodynamics), một quy luật nổi tiếng về sự bảo toàn

Môi trường tự nhiên

Môi trường tự nhiên

Người sản xuất

Người tiêu thụ

Tái chế (R’p)

Tái chế (R’c)

Chất thải

Chất thải (Rp)

(Rc)

Hàng Hóa (G)

Nguyên liệu thô (M)

Thải bỏ

Thải bỏ

(Rpd)

(Rcd)


vật chất, khẳng định rằng, trong dài hạn, hai dòng vật chất này phải bằng nhau (1). Theo ký hiệu của hình 2-1 thì:

M = Rpd + Rc

d Sở dĩ phải phát biểu trong dài hạn là vì nhiều lý do. Nếu hệ thống đang phát triển, nó có thể lưu giữ lại một tỷ lệ các đầu vào tài nguyên sử dụng cho việc gia tăng kích thước của hệ thống thông qua sự tăng trưởng dân số, sự tích lũy công cụ tư bản v.v. Các chất này sẽ bị thải nếu và khi hệ thống ngừng tăng trưởng và khi công cụ tư bản hư hỏng. Ngoài ra, tái chế có thể làm chậm quá trình thải các chất thải. Nhưng tái chế có thể không bao giờ hoàn hảo. Mỗi một chu trình phải mất một tỷ lệ nào đó vật chất được tái chế (2). Do đó, sự cân bằng vật chất cơ bản chỉ đạt được trong dài hạn. Điều này chứng tỏ một điều rất cơ bản là:

Để giảm bớt khối lượng các chất thải ra môi trường tự nhiên, cần giảm bớt lượng nguyên vật liệu thô đưa vào hệ thống (3).

Chúng ta có thể xem xét cẩn thận hơn những phương án lựa chọn trước khi muốn thay thế M. Theo biểu đồ dòng vật chất, lượng nguyên liệu thô (M) bằng với sản phẩm đầu ra (G) cộng với các chất thải từ sản xuất (Rp), trừ đi lượng được tái chế bởi nhà sản xuất (R’p) và người tiêu dùng (R’c). Biểu thức được trình bày:

Rp

d + Rcd = M = G + Rp - R’p - R’c

Có ba cách cơ bản để giảm M, và do đó, giảm các chất thải được thải vào môi trường tự nhiên.

Giảm G – Số lượng hàng hóa và dịch vụ được sản xuất. Nhiều người cho rằng đây

là câu trả lời tốt nhất trong dài hạn cho sự suy thóai môi trường: giảm lượng sản phẩm xuất ra, hay ít nhất ngưng tốc độ tăng trưởng của nó lại, sẽ cho phép một sự thay đổi tương tự trong số lượng chất thải được thải ra. Một số người đã tìm kiếm giải pháp để đạt được mục tiêu này bằng cách ủng hộ “tốc độ phát triển dân số bằng không” (ZPG). Một sự tăng trưởng chậm hay giữ nguyên dân số có thể làm cho việc kiểm soát tác động môi trường dễ dàng hơn, nhưng cũng không đảm bảo kiểm soát được, do 2 nguyên nhân: Thứ nhất, một dân số ổn định vẫn có thể tăng trưởng về mặt kinh tế, do đó vẫn tăng nhu cầu sử dụng nguyên liệu thô. Thứ hai, tác động môi trường có thể kéo dài và tích lũy, do đó thậm chí dân số có ổn định vẫn có thể dần dần làm suy thoái môi trường. Nhưng rõ ràng rằng tăng trưởng dân số sẽ luôn luôn làm trầm trọng thêm các tác động môi trường trong một nền kinh tế. Ví dụ, trong nền kinh tế Canada, sự phát thải của chất ô nhiễm trên mỗi xe hơi đã giảm đáng kể trong vài thập niên gần đây thông qua công nghệ kiểm soát phát thải tốt hơn. Nhưng sự phát triển ồ ạt số lượng xe hơi trên xa lộ đã dẫn đến sự gia tăng tổng số lượng phát

(1) Để các đại lượng này có thể so sánh trực tiếp được, tất cả các nguồn phải được biểu diễn dưới dạng khối lượng. (2) Đây là định luật thứ 2 của nhiệt động học, phát biểu rằng: khi sử dụng, vật chất sẽ giảm dần theo thời gian xuống một mức độ thấp hơn. Điều này cũng được biết với tên gọi “khái niệm entropy”. Giấy chỉ có thể được tái chế vài lần trước khi sợi của nó trở nên quá kém để có thể tái sử dụng. Sự tiêu dùng các nhiên liệu hóa thạch giải phóng năng lượng và các phó phẩm (CO2 và các khí khác), chúng không thể sử dụng lại như là những tài nguyên năng lượng được. (3) Lưu ý rằng G = Rc, nghĩa là mọi thứ được đưa vào lĩnh vực tiêu dùng thì rốt cuộc cũng sẽ kết thúc dưới dạng chất thải ra từ lĩnh vực này.


thải xe hơi trên nhiều vùng, đặc biệt ở hầu hết những thành phố lớn như Toronto, Montreal, và Vancouver.

Giảm RP – Chất thải từ sản xuất. Điều này có nghĩa là giảm các chất thải trên mỗi

đơn vị sản phẩm lượng được sản xuất. Chỉ có hai cách cơ bản để thực hiện điều này. Chúng ta có thể phát minh và sử dụng các công nghệ sản xuất mới và tiến hành sản xuất với số lượng chất thải nhỏ hơn trên một đơn vị sản phẩm. Chúng ta có thể gọi sự cắt giảm này là giảm cường độ chất thải trong sản xuất. Ví dụ, khi chúng ta bàn chính sách của Canada để hưởng ứng vấn đề toàn cầu về sự phát thải CO2 và sự ấm lên của tầng khí quyển, chúng ta sẽ thấy rằng có khá nhiều cách có thể làm để giảm cường độ CO2 trong sản xuất, đặc biệt là bằng cách chuyển đổi sang các nhiên liệu khác và còn bằng cắt giảm năng lượng tiêu thụ cần thiết để sản xuất ra một đôla giá trị sản phẩm cuối cùng. Phương pháp này được gọi là ngăn ngừa ô nhiễm. Một cách khác để làm giảm RP là thay đổi kết cấu sản phẩm. Sản phẩm bao gồm một số lượng lớn các hàng hóa và dịch vụ khác nhau, sản sinh ra một lượng các chất thải khác nhau. Do đó, một cách khác để giảm tổng lượng chất thải là thay đổi thành phần của sản phẩm từ những vật liệu có tỷ lệ chất thải cao xuống loại có tỷ lệ thấp hơn, trong khi không làm thay đổi tổng thể. Chuyển biến từ nền kinh tế chủ yếu sản xuất sang nền kinh tế dịch vụ là một bước trong hướng này. Hầu hết các nền kinh tế đã có tốc độ phát triển tương đối nhanh về lĩnh vực dịch vụ, đặc biệt trong những năm gần đây. Sự phát triển của lĩnh vực công nghệ thông tin là một ví dụ khác. Không phải là bộ phận mới này không sản sinh ra nhiều chất thải; thật ra, một số trong số chúng có thể tạo ra những chất thải khó chịu hơn là chúng ta đã biết trước đó. Ví dụ, ngành công nghiệp máy tính sử dụng nhiều hóa chất hòa tan cho mục đích làm sạch. Nhưng về tổng thể, những ngành này có thể chỉ cho ra lượng rác thải nhỏ so với những ngành công nghiệp truyền thống mà nó đã thay thế.

Khách hàng có thể tác động đến những quyết định sản xuất này bằng cách yêu cầu

sản phẩm phải trở nên thân thiện môi trường hơn so với các sản phẩm khác. Một sản phẩm thân thiện môi trường thải ra chất thải ít hơn hoặc ít độc hại cho môi trường hơn là những loại hàng hóa tập trung ô nhiễm. Ví dụ dung dịch xà phòng không có kháng sinh, nhiệt kế không chứa thủy ngân, bột giặt không có photphat, thiết bị và xe cộ tiết kiệm năng lượng.

Tăng (Rp

r + Rcr ) – sự tái chế. Thay vì thải ra chất thải sản xuất và tiêu dùng vào môi

trường, chúng ta có thể tái chế chúng cho sản xuất. Vai trò chính của tái chế là thay thế một phần dòng vật liệu nguyên sơ (M). Điều này có thể giảm được số lượng chất thải thải ra ngoài trong khi vẫn duy trì được đầu ra của các loại hàng hóa và dịch vụ. Sự tái chế có thể tạo cơ hội để làm giảm các luồng thải cho các nền kinh tế trên khắp thế giới. Nhưng chúng ta phải nhớ đến quy luật nhiệt động lực học thứ hai rằng tái chế không bao giờ là hoàn hảo, thậm chí ngay cả khi chúng ta đã tiêu tốn nhiều nguồn lực cho vấn đề khó khăn này. Tiến trình sản xuất thường làm thay đổi cấu trúc vật lý của vật liệu được đưa vào, làm cho chúng trở nên khó sử dụng lại một lần nữa. Sự chuyển biến trong năng lượng của các vật liệu làm cho không thể phục hồi vật liệu, và quá trình tái chế tự nó cũng tạo ra chất thải. Những nghiên cứu trên vật liệu vẫn tiếp tục được tiến hành và tìm thấy nhiều cách mới để tái chế. Trong một thời gian dài, lốp xe hơi không thể tái chế vì quá trình sản xuất thông thường đã làm thay đổi cấu trúc vật lý của cao su. Vỏ xe dùng rồi hiện nay đang được sử dụng làm nguyên liệu trải nền đường trong xây dựng cầu đường, sản xuất giỏ đựng rác ở một


số nơi của Thái Lan, và thậm chí để sản xuất giày dép. Chúng ta đã có thể bắt đầu chứng kiến sự giảm bớt quy mô các kho chứa vỏ xe dùng rồi mà chúng đã làm mất mỹ quan và đôi khi là nguyên nhân chính của các vấn đề môi trường khi đốt chúng, như những vụ đốt vỏ xe ở Ontario vào những năm cuối thập niên 1990 đã thải ra nhiều độc chất vào không khí trong nhiều ngày.

Mối quan hệ chủ yếu này rất quan trọng. Mục tiêu cuối cùng của chúng ta là: Giảm thiệt hại gây ra bởi việc thải các chất thải trong sản xuất và tiêu dùng

Giảm tổng lượng chất thải này là một cách chính để giảm thiệt hại, và những quan hệ được thảo luận phần trên cho ta biết những cách cơ bản để giảm thải. Chúng ta cũng có thể giảm thiệt hại bằng cách tác động trực tiếp lên dòng chất thải. Chúng ta sẽ nghiên cứu khía cạnh này sau phần tạm dừng ngắn để làm sáng tỏ các thuật ngữ sau đây.

THUẬT NGỮ Sau đây là một số thuật ngữ phổ biến sẽ được sử dụng trong suốt quyển sách:

Chất lượng môi trường xung quanh (Ambient quality): “Môi trường xung quanh nói đến môi trường ở xung quanh chúng ta, ví dụ, chất lượng môi trường xung quanh nói đến số lượng chất ô nhiễm trong môi trường, ví dụ, nồng độ SO2 trong không khí của thành phố, hay nồng độ của một chất hóa học nào đó trong nước của một hồ. Chất lượng môi trường (Environmental quality): Một thuật ngữ được dùng để nói một cách rộng rãi đến trạng thái của môi trường tự nhiên. Khái niệm này bao hàm cả khái niệm về chất lượng môi trường xung quanh, và cũng bao hàm các khái niệm như chất lượng cảnh quan và chất lượng thẩm mỹ của môi trường. Chất thải (Residuals): Vật chất còn lại sau khi sản xuất xong. Một nhà máy thu vào nhiều dạng nguyên liệu thô và chuyển chúng sang các sản phẩm, các vật chất và năng lượng còn lại sau khi sản phẩm đã được sản xuất gọi là chất thải sản xuất. Chất thải tiêu dùng là những thứ còn lại sau khi người tiêu dùng đã hoàn tất việc sử dụng các sản phẩm có chứa chúng hoặc đã sử dụng chúng. Phát thải (Emissions): phần của chất thải sản xuất hay tiêu dùng được đưa vào trong môi trường, đôi khi trực tiếp, đôi khi sau xử lý.

Tái chế (Recycling): Quy trình quay lại của một vài hoặc toàn bộ chất thải sản xuất hay tiêu dùng được dùng lại trong sản xuất và tiêu dùng. Chất gây ô nhiễm (Pollutant): Một chất, một dạng năng lượng hay một hành động mà khi đưa vào môi trường tự nhiên, sẽ làm giảm mức độ chất lượng môi trường xung quanh. Chúng ta nên nghĩ rằng chất gây ô nhiễm không chỉ là các chất truyền thống như dầu tràn trên biển, hoặc các hóa chất được đưa vào không khí, mà còn là những hoạt động như sự phát triển công trình xây dựng gây ra ô nhiễm cảnh quan

Xả thải (Effluent): Đôi khi thuật ngữ xả thải được dùng để mô tả những chất ô nhiễm nước, và phát thải để nói đến các chất ô nhiễm không khí. Nhưng trong sách này, hai từ trên sẽ được dùng tương đương nhau.


Ô nhiễm (Pollution): Ô nhiễm thực chất là một từ khó định nghĩa. Một vài người có thể phát biểu rằng: ô nhiễm xảy ra khi một lượng chất gây ô nhiễm, dù nhỏ như thế nào, được đưa vào môi trường. Những người khác thì cho rằng ô nhiễm chỉ diễn ra khi chất lượng môi trường xung quanh bị suy giảm tới mức nào đó hoặc khả năng hấp thụ của môi trường bị vượt quá, đủ để gây ra một số thiệt hại. Thiệt hại (Damages): Những ảnh hưởng tiêu cực tạo ra bởi ô nhiễm môi trường tác động lên con người dưới hình thức ảnh hưởng tới sức khỏe, suy giảm cảnh quan, v.v., và ảnh hưởng đến các yếu tố của hệ sinh thái thông qua những việc như phá vỡ các mối liên hệ sinh thái hoặc là sự tuyệt chủng loài. Thành phần môi trường (Environmental medium): Các bộ phận chính của thế giới tự nhiên cấu thành môi trường, thường phân thành đất, nước và không khí. Nguồn phát thải (Source): Địa điểm hoặc vị trí mà tại đó sự phát thải diễn ra, như là một nhà máy, một xe ôtô. SỰ PHÁT THẢI, CHẤT LƯỢNG MÔI TRƯỜNG XUNG QUANH, VÀ THIỆT HẠI Hãy xem lại hình 2-1. Điều gì sẽ xảy ra cho các chất ô nhiễm Rd

p và Rdc khi chúng được

thải vào môi trường tự nhiên? Rất đơn giản, sự phát thải sẽ tạo ra sự thay đổi mức độ chất lượng môi trường xung quanh, lần lượt gây thiệt hại cho con người, các loài khác và toàn bộ hệ sinh thái. Hình 2-2 thể hiện một cách phác thảo các mối quan hệ này. Hình này thể hiện n nguồn phát thải được tạo ra từ các công ty, cơ quan chính phủ hoặc từ người tiêu thụ. (4)

Các bước trong sơ đồ dòng thải ở hình 2-2 là: 1. Các nguồn sử dụng vật chất đầu vào và hàng hóa, và các dạng công nghệ khác nhau

được dùng trong sản xuất và tiêu dùng. 2. Sự sản xuất và tiêu dùng tạo ra các chất thải. 3. Cách xử lý các chất thải này có những tác động quan trọng đến các giai đoạn sau. Một

vài chất có thể được thu gom và tái chế trong sản xuất và tiêu dùng. Nhiều chất khác có thể được đưa vào các quy trình xử lý hoặc giảm thải (gọi là xử lý chất thải), đó là các cách để làm tăng tính trung hòa khi các chất này được thải ra. Một số quy trình là thuần vật lý (các bộ giảm thanh trên xe hơi và xe tải, các bể lắng tại các nhà máy xử lý nước thải, các thiết bị trung hòa khí thải); các quy trình khác bao gồm các dạng biến đổi hóa học khác nhau (xử lý cấp cao đối với nước thải sinh hoạt).

4. Những thứ không thu gom và tái chế trở thành những chất thải được phóng thích vào

môi trường đất đai, không khí và thổ nhưỡng. Có một khuynh hướng về chính sách là tách riêng việc quản lý các thành phần môi trường ở các bộ phận khác nhau, trong đó việc giải quyết ô nhiễm không khí được tách biệt hoàn toàn với việc xử lý ô nhiễm nước, v.v. Nhưng thật sự, giữa chúng rõ ràng có mối quan hệ với nhau, một khi những

(4) Kí hiệu “n” được dùng trong kinh tế để chỉ định một số lượng không rõ ràng.


chất thải được tạo ra, tất cả những gì không tái chế được sẽ bị đưa vào những thành phần khác nhau của môi trường. Vì thế, với một tổng lượng chất thải nhất định, nếu ta hạn chế lượng thải vào thành phần môi trường này thì sẽ làm tăng lượng đi vào các thành phần môi trường khác. Ví dụ: khi ta loại bỏ SO2 khỏi hỗn hợp khí từ ống khói của nhà máy điện, ta vẫn chưa tiêu hủy được hợp chất sulfur. Sulfur là một chất có thể được bán cho các nhà sản xuất khác; ví dụ, để sản xuất acid sulphuric. Nhiều chất sulfur không được tái sử dụng cuối cùng sẽ tạo ra chất mùn mang sulfur, phải loại bỏ bằng cách chôn hay đốt. Nếu chúng ta đốt chất mùn này đi, thật sự chúng ta lại thải vào không khí, và cuối cùng vẫn còn một lượng chất thải rắn phải đựợc chôn lấp ở đâu đó.

Dòng phát thải đến từ nhiều nguồn phát thải khác nhau, nhưng khi được thải ra, chúng được trộn lại thành một dòng tổng hợp. Thực tế, việc trộn lẫn này có thể xảy ra hoàn toàn, ví dụ, chất thải từ 2 nhà máy rất gần nhau trên cùng một con sông có thể pha trộn hoàn toàn đến nỗi ta không thể phân biệt được chất thải nào là của nhà máy nào tại một địa điểm cách đó vài cây số phía hạ lưu. Khi có khoảng một triệu xe hơi di chuyển trong nội thành, chất thải từ tất cả các xe được trộn thành một khối. Trong những trường hợp khác, sự trộn lẫn diễn ra ít hoàn toàn hơn. Nếu một nhà máy điện chỉ nằm phía rìa ngoài thành phố trong khi một nhà máy khác nằm cách đó 30 km theo chiều gió thì nhà máy nằm gần hơn thông thường sẽ gây tác động có hại đối với chất lượng không khí trong thành phố nhiều hơn nhà máy kia.

Sự trộn lẫn của các chất thải là một vấn đề không đơn giản như ta tưởng. Chỉ với một nguồn thải thì ranh giới trách nhiệm được phân định rõ, và để cải thiện chất lượng môi trường xung quanh, ta biết được cụ thể nguồn thải nào cần kiểm soát. Nhưng với nhiều nguồn khác nhau, trách nhiệm của các nguồn thải đó trở nên không rõ ràng. Chúng ta có thể biết được tổng lượng thải cần phải giảm, nhưng ta vẫn gặp khó khăn trong việc phân chia số lượng thải phải cắt giảm cho những nguồn thải khác nhau. Khi đó, mỗi nguồn thải sẽ có xu hướng buộc các nguồn thải khác phải chịu phần giảm thải lớn hơn. Nếu mỗi nguồn thải đều nghĩ theo cách như thế, các chương trình kiểm soát ô nhiễm thật sự gặp trở ngại trong quá trình xây dựng và triển khai. Chúng ta sẽ bàn tiếp vấn đề này nhiều lần trong các chương tiếp theo.


Hình 2-2: Sự phát thải, Chất lượng môi trường xung quanh, và thiệt hại

Biểu đồ dòng vật chất thể hiện cách mà các sự phát thải từ hoạt động kinh tế ảnh hưởng đến chất lượng môi trường xung quanh. Nguồn: được xây dựng bởi John B. Braden và Kathleen Segerson, “Những vấn đề về thông tin trong thiết kế chính sách kiểm soát các nguồn ô nhiễm phân tán. Bài báo cáo của Hội Kinh tế Tài nguyên và Môi Trường (AERE). Quản lí nguồn ô nhiễm phân tán, NXB Lexington, 6-7/6/1991.

.

Sản xuất Tiêu dùng

Chất thải

Quản lý chất thải (xử lý, lưu giữ,

tái chế...)

Phát thải (thời gian, dạng,

vị trí)

Nguồn xả 1


Chất thải


tái chế...)


vị trí)

Nguồn xả 2 ..............................


Chất thải


tái chế...)


vị trí)

Nguồn xả n

Đất Không khí Nước

Các quy trình lý, hóa, thủy học và khí tượng học

Chất lượng môi trường xung quanh (đất, nước, không

khí)

Sự tiếp xúc, chịu tác động của con người và vật thể và các

giá trị

Thiệt hại đến con người và hệ sinh thái


5. Một lượng chất thải khi đi vào môi trường thì các tíến trình sinh, hóa, vật lý và khí tượng của tự nhiên sẽ xác định cách chuyển đổi các chất thải này thành một mức nhất định về chất lượng môi trường xung quanh. Ví dụ, điều kiện gió và nhiệt sẽ tác động đến cách các chất thải khí ảnh hưởng đến các vùng lân cận và những người sống cuối nguồn gió. Những điều kiện khí tượng này lại thay đổi từng ngày, do đó, cùng một lượng khí thải có thể tạo ra những mức chất lượng môi trường khác nhau ở các thời điểm khác nhau. Mưa acid được tạo ra thông qua quá trình hóa học diễn ra cơ bản trên lượng SO2 phát thải ở đầu nguồn; sương mù cũng được tạo ra từ kết quả của những phản ứng hóa học có sự tham gia của nắng và một số các chất ô nhiễm. Các quá trình thủy động lực học dưới mặt đất ảnh hưởng đến sự vận chuyển các vận liệu được chôn trong các bãi chôn lấp chất thải. v.v. Vì vậy để hiểu được những chất thải cụ thể nào sẽ ảnh hưởng đến môi trường xung quanh, ta phải có được một cái nhìn thấu đáo về các quá trình lý hóa diễn ra trong chính môi trường. Đây là lúc mà ta cần có khoa học vật lý và tự nhiên để nghiên cứu đầy đủ các hiện tượng môi trường từ mô hình nhỏ mang tính chất dịa phương về dòng nước ngầm ở các tầng ngậm nước nhât định cho tới mô hình phức tạp của hồ, lưu vực sông lớn và các nghiên cứu về mô hình gió liên khu vực và mô hình nóng lên toàn cầu. Mục tiêu căn bản là để xác định bằng cách nào một mẫu chất thải được chuyển đổi thành các mức chất lượng môi trường xung quanh.

6. Dòng cuối cùng trong hình là những thiệt hại đến tất cả các sinh vật và các thành

phần của hệ sinh thái trái đất. Một tập hợp các điều kiện môi trường xung quanh được chuyển thành điều kiện tiếp xúc của những hệ thống hữu sinh và vô sinh. Sự tiếp xúc không chỉ bao gồm điều kiện vật lý mà còn bao gồm sự lựa chọn của con nguời về nơi nào và bằng cách nào để sống, và bao gồm sự nhạy cảm của những hệ thống vô sinh và hữu sinh đối với những điều kiện môi trường thay đổi. Cuối cùng thiệt hại có liên quan đến giá trị do con người áp đăt. Con người không có những sự ưa thích rõ ràng đối với tất cả những kết quả có thể có của sự tương tác giữa môi trường và kinh tế. Họ chỉ thích một số kết quả này hơn các kết quả khác. Phần việc quan trọng của kinh tế môi trường là cố gắng xác định những giá trị tương đối mà con người đặt ra cho những kết quả về môi trường khác nhau này, một chủ đề sẽ được nghiên cứu trong chương phân tích lợi ích - chi phí ở sau.

CÁC DẠNG CHẤT Ô NHIỄM Về mặt vật lý, những chất thải ở hình 2-2 bao gồm lượng lớn các hỗn hợp vật chất và năng lượng đi vào 3 thành phần của môi trường. Chúng ta sẽ phân biệt những dạng chính của các chất phát thải theo những nhân tố ảnh hưởng sâu sắc đến tình trạng kinh tế.

Ô nhiễm tích tụ và không tích tụ

Một khuynh hướng quan trọng và đơn giản của các chất ô nhiễm là hoặc chúng tích lũy theo thời gian hoặc có khuynh hướng tự phân hủy ngay sau khi được phát tán. Một trường hợp cơ bản của chất ô nhiễm không tích tụ là tiếng ồn, miễn là có nguồn phát, tiếng ồn sẽ phát vào môi trường không khí xung quanh, nhưng ngay khi tắt nguồn phát thì tiếng ồn sẽ biết mất. Ngược lại, chúng ta có chất ô nhiễm tích tụ, chúng ở lại trong môi trường với lượng gần như nguyên vẹn khi được thải ra. Tổng lượng của chúng do vậy gia tăng theo thời gian khi những chất ô nhiễm này được đưa vào môi trường mỗi năm Ví dụ: chất thải phóng xạ phân hủy theo thời gian nhưng với tốc độ rất chậm so với tuổi thọ của con người thì coi như là nó tồn tại trong cơ thể con người mãi mãi. Một thí dụ khác của chất thải tích


tụ là plastic. Những nghiên cứu để tìm ra loại plastic có thể tự phân hủy đã diễn ra trong suốt một thập kỷ qua, và cho dù plastic tạo ra nhiều lợi ích thì hầu hết các sản phẩm này có tốc độ phân hủy rất chậm so với con người, vì thế nếu chúng ta thải bỏ, những sản phẩm này sẽ tồn tại trong môi trường mãi mãi. Rất nhiều loại hóa chất là chất ô nhiễm tích tụ: một khi đã được phát thải, chúng sẽ tồn tại mãi.

Trung gian của hai loại chất trên là rất nhiều dạng chất ô nhiễm tích tụ một phần. Có thể kể đến là những chất thải hữu cơ được phát tán vào môi trường nước, ví dụ như chất thải, đã qua hay chưa qua xử lý, được thải ra từ các nhà máy xử lý chất thải ở thành phố. Khi phát thải, các chất ô nhiễm được các quá trình tự nhiên phân hủy vật liệu hữu cơ thành những thành phần cơ bản, vì thế làm giảm mức độ nguy hại của chúng. Nước, nói cách khác, có khả năng đồng hóa tự nhiên cho phép nhận các chất hữu cơ và chuyển sang dạng ít gây hại hơn. Nếu vượt quá khả năng đồng hóa, sinh vật sẽ bắt đầu chết, nhưng một khi dòng thải của nguồn được giảm đến mức không gây hại thì chất lượng nước sẽ được cải thiện lại, bằng cách tắt nguồn thải trong một vài ngày hay vài tuần, chất lượng nước sẽ trở về tình trạng ban đầu. Dĩ nhiên việc môi trường có khả năng tự làm sạch không có nghĩa là chúng ta có những chất thải không tích tụ. Khi lượng phát thải của chúng ta vượt quá khả năng cho phép, chúng sẽ rơi vào quá trình ô nhiễm tích tụ. Ví dụ, tầng khí quyển của trái đất có khả năng hấp thụ khí CO2 được thải từ hoạt động của con người hay của tự nhiên, miễn là khả năng này không bị vượt mức. CO2 là chất thải không tích tụ. Nhưng nếu vượt quá khả năng đồng hóa của trái đất, như trong thời điểm hiện nay, chúng ta đang ở trong tình trạng tích tụ ô nhiễm theo thời gian.

Cho dù chất thải là tích lũy hay không tích lũy, chúng ta vẫn có những vấn đề cơ bản giống nhau: cố gắng để định dạng những thiệt hại và liên hệ đến những chi phí giảm thiểu ô nhiễm. Nhưng việc làm này đối với chất ô nhiễm tích lũy thì khó hơn những chất ô nhiễm không tích lũy. Xem xét các đồ thị trên hình 2-3. Hình (a) đại diện cho chất ô nhiễm không tích lũy, trong khi hình (b) thể hiện cho những chất ô nhiễm tích lũy. Trong hình (a), đường đồ thị bắt đầu từ gốc tọa độ, cho thấy rằng nồng độ chất trong môi trường xung quanh tương ứng với lượng phát thải chất ô nhiễm. Nồng độ môi trường xung quanh thực chất là 1 hàm của các sự phát thải hiện tại - việc giảm các chất ô nhiễm này xuống mức zero sẽ dẫn tới việc làm biến mất nồng độ của chúng trong môi trường xung quanh. Nhưng đối với các chất ô nhiễm tích tụ, mối quan hệ này phức tạp hơn. Những chất thải ngày nay, bởi vì chúng tích tụ và đựơc thêm vào những phần ô nhiễm đã có sẵn, sẽ gây tác động xấu không chỉ cho chúng ta mà còn cho thế hệ sau, có thể trong tương lai gần. Điều đó cũng có nghĩa rằng nồng độ các chất ô nhiễm tích tụ trong môi trường xung quanh hiện tại chỉ hơi liên quan đến lượng phát thải hiện nay. Đồ thị trong hình (b) bắt đầu phía trên gốc tọa độ và có độ dốc ít hơn trong hình (a). Vì vậy, việc giảm thải tại thời điểm hiện tại chỉ có ý nghĩa khiêm tốn đối với nồng độ môi trường xung quanh. Thậm chí nếu lượng phát thải hiện tại đựơc cắt giảm tới zero, chất lượng của môi trường xung quanh vẫn bị tác động bởi sự tích lũy của sự phát thải trong quá khứ. Việc chất ô nhiễm tích tụ liên tục trong môi trường có một ảnh hưởng đến việc phá vỡ mối quan hệ trực tiếp giữa lượng phát thải hiện tại và sự thiệt hại hiện tại. Điều này có nhiều ý nghĩa. Đó là, nó làm cho khoa học trở nên khó khăn. Mối quan hệ nhân quả trở nên khó phân biệt và cần nhiều thời gian để tìm hiểu chúng. Nó cũng gây trở ngại cho con người trong việc tập trung vào những thiệt hại gây ra do những phát thải hiện tại, một lần nữa là do mối liên hệ không rõ ràng giữa sự phát thải hiện tại và mức độ ô nhiễm hiện nay. Hơn nữa, những chất ô nhiễm tích tụ, theo định nghĩa, đã dẫn đến những ảnh hưởng trong tương lai, và con người có xu hướng cắt giảm các hoạt động trong tương lai hơn là giải quyết chúng ở hiện tại.


Hình 2-3: Những mối liên hệ giữa phát thải hiện tại và nồng độ ô nhiễm trong môi trường xung quanh

Hình (a) thể hiện một chất ô nhiễm không tích lũy mà những thiệt hại là cân đối với mức phát thải hiện tại. Hình (b) minh họa một chất ô nhiễm tích lũy mà những thiệt hại phụ thuộc vào tổng lượng của chất đó đã được thải ra theo thời gian. Vị trí của giao điểm (giữa đường thẳng và trục tung) cho thấy rằng sẽ vẫn luôn có một số thiệt hại ngay cả khi mức phát thải đã được cắt giảm xuống mức zero.

Chất ô nhiễm cục bộ, vùng và toàn cầu Một vài chất ô nhiễm chỉ có ảnh hưởng đến những khu vực nhất định, trong khi một số khác thì có tầm ảnh hưởng rộng lớn, có thể trên phạm vi toàn cầu. Ô nhiễm tiếng ồn và sự suy giảm của môi trường cảnh quan chỉ có tác động cục bộ, sự thiệt hại gây ra từ bất cứ nguồn nào cũng thường được giới hạn tới cộng đồng người tương đối nhỏ ở những khu vực nhất định. Chú ý rằng phát biểu này là về phạm vi ảnh hưởng của nguồn ô nhiễm, không phải về tầm quan trọng của vấn đề đối với một quốc gia hay thế giới. Một vài chất ô nhiễm, mặt khác, có một mức ảnh hưởng rộng rãi, trên một khu vực lớn hay toàn cầu. Mưa acid là một vấn đề mang tính địa phương, sự phát thải từ một khu vực của Mỹ sẽ ảnh hưởng đến những người sống ở Canada và ở các vùng khác của chính nước Mỹ. Ảnh hưởng phá hủy tầng ôzôn do sự phát thải chlo-fluor-carbon (CFC) từ nhiều nước khác nhau gây ra là do sự thay đổi hóa học trên tầng bình lưu, điều này có ý nghĩa là ảnh hưởng này sẽ mang tính toàn cầu.

Khi các yếu tố khác như nhau, thì những vấn đê môi trường địa phương giải quyết dễ dàng hơn là những vấn đề khu vực hay quốc gia, mà những vấn đề này lại dễ giải quyết hơn là những vấn đề toàn cầu. Nếu một người xả khói ra những nhà xung quanh, chúng ta có thể đưa ra phương án giải quyết nội bộ, hay có thể nhờ chính quyền địa phương can thiệp. Nhưng nếu hành động của người đó gây ra những ô nhiễm cho vùng xa hơn, phương án giải quyết có thể gặp nhiều khó khăn. Nếu chúng ta trong cùng một chế độ chính trị, chúng ta có thể nhờ chính quyền can thiệp. Tuy nhiên, trong những năm gần đây, chúng ta đang phải đối đầu với một lượng lớn các vấn đề mang tính đa quốc gia và toàn cầu. Chúng ta không có những phương tiện hiệu quả, do rất khó mô tả chính xác bản chất của những tác động vật lý và bởi vì những thể chế chính trị quốc tế cần thiết chỉ vừa mới xây dựng và số lượng các thành viên quá lớn nên việc ra các quyết định là rất khó khăn.

Nồn

g độ

tron

g m

t xun

g qu

anh

hiện

tại

Mức phát thải hiện tại

Nồn

g độ

tron

g m

t xun

g qu

anh

hiện

tại

Mức phát thải hiện tại

(a) Chất ô nhiễm không tích lũy

(b) Chất ô nhiễm tích lũy


Nguồn ô nhiễm điểm và nguồn ô nhiễm phân tán Các nguồn ô nhiễm được phân biệt với nhau bằng tiêu chí là sự dễ dàng nhận dạng các điểm xả thải ngoài thực địa. Dễ dàng nhận biết những điểm mà nguồn thải SO2 phát ra khỏi một nhà máy năng lượng lớn, chúng thoát ra từ cuối đầu các ống khói của mỗi nhà máy. Các nhà máy xử lý chất thải đô thị thông thường đều có một cửa xả cho các loại nước thải bỏ đi. Chúng được gọi là các chất ô nhiễm nguồn điểm. Ngược lại, có rất nhiều chất ô nhiễm không được xác định rõ nguồn thải. Ví dụ như hóa chất dùng trong nông nghiệp thường chảy tràn trên mặt đất theo kiểu phân tán hoặc khuếch tán, và mặc dầu chúng có thể làm ô nhiễm các dòng nước hay các tầng chứa nước ngầm nhất định, chúng ta không thể tìm thấy được ống dẫn thải ra các loại hóa chất này. Đây là ô nhiễm dạng phân tán. Ngập lụt đô thị do mưa cũng là một vấn đề quan trọng về nguồn ô nhiễm phân tán.

Như mọi người thường nghĩ, dễ dàng tìm hiểu các chất ô nhiễm nguồn điểm hơn so với các chất ô nhiễm phân tán. Chúng có thể dễ dàng đo đạc, quan trắc và dễ dàng nghiên cứu hơn về quan hệ giữa sự phát thải và các tác động. Điều này có nghĩa rằng thông thường, việc phát triển và quản lý các chính sách kiểm soát ô nhiễm đối với nguồn ô nhiễm điểm sẽ dễ dàng và thuận lợi hơn. Sau này chúng ta sẽ thấy, không phải tất cảc các chất ô nhiễm đều có thể xếp được vào một trong hai cách phân loại này.

Sự phát thải gián đoạn và liên tục Sự phát thải từ các nhà máy phát điện hay các nhà máy xứ lý chất thải đô thị không ít thì nhiều là liên tục. Các nhà máy được thiết kế hoạt động liên tục, mặc dù năng suất vận hành có thể thay đối trong một chừng mực nào đó theo ngày, tuần hay theo mùa. Vì thế chất phát thải từ các cơ sở này ít nhiều là liên tục, và vấn đề về mặt chính sách là phải quản lý mức độ thải này. Chúng ta có thể so sánh ngay được giữa chương trình kiểm soát và tốc độ phát thải. Tuy thực tế các chất phát thải là liên tục nhưng không có nghĩa là thiệt hại cũng liên tục. Các hiện tượng khí tượng và thủy văn có thể chuyển các chất phát thải liên tục thành các thiệt hại không chắc chắn. Nhưng các chương trình kiểm soát thường dễ dàng tiến hành khi sự phát thải không dao động với cường độ lớn.

Nhiều chất ô nhiễm lại được thải ra một cách gián đoạn. Ví dụ điển hình nhất là các vụ tai nạn tràn dầu hay hóa chất. Khó khăn về chính sách ở đây là phải thiết kế và quản lý một hệ thống để xác suất các vụ tai nạn chất thải có thể giảm đi. Nhưng với một ảnh hưởng gián đoạn thì không thể đo đạc được gì cả, ít nhất là trong thời gian ngắn. Ví dụ như, mặc dầu không có nhiều các chất phóng xạ được thải ra từ các nhà máy điện nguyên tử của Canada, nhưng chúng ta vẫn gặp vấn đề ô nhiễm nếu chúng được quản lý theo cách làm gia tăng xác suất phóng thích vô ý chất phóng xạ trong tương lai. Để đo đạc xác suất của chất phát thải gián đoạn, chúng ta cần phải có dữ liệu của các sự kiện thực tế trong một thời gian dài, hoặc là chúng ta phải ước tính chúng từ dữ liệu kỹ thuật và các thông tin tương tự như vậy. Và chúng ta cần phải quyết định mức độ bảo đảm mong muốn trong việc chống lại các sự kiện gián đoạn như vậy và làm thế nào để thiết lập các chính sách để giảm thiểu những rủi ro của một sự cố tràn dầu. Các thiệt hại môi trường không liên quan đến chất phát thải Cho đến nay việc thảo luận vẫn tập trung vào các đặc tính của những loại chất ô nhiễm môi trường khác nhau vì chúng có liên quan đến việc thải bỏ các vật liệu hoăc năng lượng tồn dư. Nhưng có rất nhiều trường hợp cá biệt, không phát hiện được dấu vết của chất thải tồn


dư gây suy thoái chất lượng môi trường. Việc chuyển đất đai thành nhà ở và các khu thương mại phá hủy giá trị môi trường của vùng đất đó, có thể là giá trị sinh thái, như là vùng đất ngập nước hay nơi cư trú, hoặc là giá trị cảnh quan. Việc sử dụng đất với các mục đích khác, như đốn gỗ hay khai thác mỏ cũng có thể gây các tác động nghiêm trọng. Trong các trường hợp như thế, công việc của chúng ta vẫn là phải tìm hiểu động cơ của những người dân mà quyết định của họ tạo ra những tác động đó, và phải thay đổi động cơ đó khi thích hợp. Mặc dầu không có chất phát thải để quan trắc và kiểm soát, tuy nhiên vẫn phải mô tả kết quả, và đánh giá, quản lý bằng những chính sách thích hợp. TÓM TẮT

Mục đích của chương này là tìm hiểu các mối liên hệ cơ bản giữa kinh tế và môi trường. Chúng ta phân biệt giữa vai trò của hệ thống tự nhiên như là nguồn cung cấp nguyên liệu thô đầu vào cho nền kinh tế (kinh tế tài nguyên thiên nhiên) và như là nơi tiếp nhận chất thải sản xuất và tiêu dùng (kinh tế môi trường). Sau khi nhắc sơ lại về kinh tế tài nguyên thiên nhiên, chúng ta giới thiệu các hiện tượng cân bằng cơ bản, cho rằng về lâu dài, tất cả các chất được loài người lấy đi khỏi hệ thống tự nhiên sẽ được trả lại cho hệ thống đó. Điều này có nghĩa rằng để giảm dòng chất thải vào môi trường, chúng ta phải giảm dòng vật chất lấy ra từ hệ sinh thái, và chúng ta đã thảo luận ba cách cơ bản để có thể thực hiện được điều đó. Sau đó, chúng ta tập trung hơn vào dòng chất thải bị trả ngược vào môi trường, phân biệt giữa các thuật ngữ phát thải, chất lượng môi trường xung quanh và thiệt hại. Những thiệt hại về mặt môi trường do một lượng phát thải nhất định có thể thay đổi một cách đáng kể bằng cách xử lý chúng theo nhiều cách khác nhau. Bước tiếp theo của chúng ta là cung cấp một danh sách ngắn các loại phát thải và chất ô nhiễm khác nhau, cũng như các loại tác động môi trường không ô nhiễm như các tác động mỹ quan. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Giảm ô nhiễm Kinh tế môi trường Chất thải tích tụ Thành phần môi trường Mưa acid Chất lượng môi trường Chất lượng môi trường xung quanh Hàng hóa thân thiện với môi trường Khả năng đồng hóa Định luật nhiệt động lực học thứ nhất Đa dạng sinh học Liên thời gian Khả năng đệm Mô hình Cơ cấu sản phẩm Kinh tế tài nguyên thiên nhiên Người tiêu thụ Chất ô nhiễm không tích lũy Thiệt hại Ô nhiễm nguồn phân tán Chất thải Tài nguyên không thể tái tạo Sự phát thải Hàng hóa tập trung ô nhiễm Ngăn ngừa ô nhiễm Nhà sản xuất Tài nguyên có thể tái tạo Cường độ chất thải của sản xuất Nguồn gây ô nhiễm Chất ô nhiễm pha trộn đồng dạng Chất ô nhiễm được phân biệt theo không gian


CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Sự gia tăng dân số đã tác động như thế nào đến cân bằng vật chất thể hiện trong hình 2-

1?

2. Nếu tất cả các hàng hóa có thể được thay đổi trong chốc lát để chúng bền hơn gấp hai lần trước đó thì sự thay đổi này sẽ được thể hiện như thế nào trong hình 2-1 trong ngắn hạn và dài hạn?

3. Một lượng chất thải nhất định được thải ra tại một thời gian và địa điểm có thể là một chất ô nhiễm, nhưng nếu nó được thải ra tại một thời gian hoặc địa điểm khác thì nó có thể không còn là chất ô nhiễm. Vì sao lại có điều này?

4. Tại sao các chất ô nhiễm tồn tại lâu và tích lũy lại khó quản lý hơn là các chất ô nhiễm dễ phân hủy và không tích lũy?

5. Giả định chúng ta nhận thấy rằng việc phát thải một chất ô nhiễm đã suy giảm, nhưng chất lượng môi trường lại không được cải thiện. Có thể giải thích điều này ra sao?

6. Xem xét tất cả các thứ mà bạn đã vất vào thùng rác gia đình mỗi tuần. Bao nhiêu thứ đã ném đi có thể tái chế hay tái sử dụng? Bao nhiêu thứ là độc chất mà có lẽ nên được thay thế bởi các chất thân thiện hơn đối với môi trường? Điều gì để làm bạn thay đổi thói quen tiêu dùng của mình để giảm thải những sản phẩm này?


CHƯƠNG 3

LỢI ÍCH VÀ CHI PHÍ, CUNG VÀ CẦU

Trong chương này và chương kế tiếp chúng ta xem xét những công cụ kinh tế vi mô cơ bản sử dụng để phân tích các chính sách và các tác động môi trường. Điểm chính của phương pháp kinh tế đối với việc ra quyết định là đánh giá lợi ích và chi phí của các hoạt động. Các hoạt động kinh tế, bao gồm hoạt động môi trường, bao giờ cũng có hai mặt hay có sự đánh đổi: một mặt chúng tạo ra giá trị, còn mặt khác là tốn kém chi phí. Chúng ta phải đo lường các lợi ích và chi phí, sau đó đánh giá sự đánh đổi này cho mỗi hoạt động. Đầu tiên chúng ta xem xét vấn đề giá trị, sau đó là các khoản chi phí. GIÁ SẴN LÒNG TRẢ (WTP) Khái niệm cơ bản trong kinh tế học là các cá nhân có sự ưa thích về hàng hóa và dịch vụ; khi phải lựa chọn, họ có thể nói được là họ thích hàng hóa này hơn hàng hóa khác, hoặc thích một nhóm hàng hóa này hơn nhóm hàng hóa khác. Trong nền kinh tế hiện đại, có hàng nghìn dịch vụ và hàng hóa khác nhau, vì vậy trong các ví dụ ở chương này, chúng ta chỉ xem xét vào một hàng hóa duy nhất, đó là trái táo. Giá trị của hàng hóa này đối với một người là cái mà họ sẵn lòng trả và có thể từ bỏ để có nó. Từ bỏ cái gì? Nó có thể là bất cứ cái gì mà họ phải từ bỏ đi để lấy hàng hóa, nhưng chúng ta sẽ nói về sức mua là để dễ phân tích. Vì vậy, giá trị của một món hàng đối với một người nào đó chính là giá họ sẵn lòng trả cho món hàng ấy. Cái gì quyết định cho giá sẵn lòng trả của một người để giành lấy được một loại hàng hóa hay dịch vụ, hoặc một tài sản môi trường? Đó là một phần câu hỏi về vấn đề giá trị của cá nhân. Có người sẵn sàng từ bỏ nhiều thứ để viếng thăm Canadian Rockies còn những người khác thì không. Có người sẵn sàng chi trả một số tiền lớn để có môi trường sống yên tĩnh, còn người khác thì không. Có người đánh giá cao việc cố gắng bảo tồn môi trường sống của các loại cây và động vật hiếm, còn người khác thì không. Cũng rõ ràng là tài sản có ảnh hưởng đến giá sẵn lòng trả; một người càng giàu thì họ càng có khả năng chi trả cho các loại hàng hóa và dịch vụ nhiều hơn. Giá sẵn lòng trả (WTP), nói cách khác, cũng phản ánh khả năng chi trả. Ví dụ: Giá sẵn lòng trả cho táo sạch – một thực nghiệm Các nhà kinh tế có thể suy ra WTP từ hành động của con người khi họ mua hàng hóa và dịch vụ. Giả sử bạn ngồi ở một tiệm tạp hóa và phỏng vấn người ở khu vực hàng trái cây và rau quả. Bạn chọn một khách hàng mà họ sẽ mua táo sạch và hỏi người những câu hỏi như sau:

1. Nhà bạn có táo sạch không? (giả sử câu trả lời là không) 2. Bạn sẵn lòng trả bao nhiêu cho một kg táo sạch hơn là không có nó? (giả sử người

khách hàng trả lời là 4,50 đôla5)

5 Mỗi món hàng tất nhiên được ấn định giá trên mỗi đơn vị. Người mua hàng biết được giá này. Điều mà người phỏng vấn đang hỏi là sự suy nghĩ của người được hỏi về việc họ chịu trả những mức giá khác nhau trên mỗi đơn vị được mua. Loại trao đổi này thường diễn ra ở chợ nơi mà người mua và người bán thương lượng về số lượng và giá.


3. Bây giờ bạn đã mua kilogram táo sạch đầu tiên rồi; vậy bạn sẽ sẵn lòng trả cho trái táo thứ hai là bao nhiêu?

4. Bạn sẽ sẵn lòng trả cho những kilogram táo thêm vào là bao nhiêu? (Tiếp tục hỏi cho đến khi câu trả lời là 0)

Hình 3-1 trình bày dữ liệu dưới dạng đồ thị và bảng Hình 3-1: Bảng dữ liệu giá sẵn lòng trả cho táo sạch

Những ví dụ sau mô tả mối quan hệ cơ bản của kinh tế học: Khái niệm về giá sẵn lòng trả giảm dần.

Khi số đơn vị mua tăng, giá sẵn lòng trả cho từng đơn vị hàng hóa tăng thêm thường giảm xuống.

Sẽ bất tiện khi làm việc với các đồ thị có dạng bậc như hình 3-1. Nếu chúng ta giả định rằng con người có thể tiêu thụ từng phần nhỏ của hàng hóa và các giá trị là số nguyên, thì chúng ta sẽ có được đường giá sẵn lòng trả là một đường liên tục, giống như ở hình 3-2. Trong đồ thị này chúng ta có thể chọn ra từng điểm để minh họa. Nó cho thấy rằng ở mức số lượng là 4 đơn vị, giá sẵn lòng trả cho một đơn vị thêm nữa (cái thứ tư) là 3 đôla/kg. Giá sẵn lòng trả của một người cho 8 đơn vị là bao nhiêu? Câu trả lời là: 1 đôla/kg. Có sự khác biệt rất quan trọng giữa tổng giá sẵn lòng trả (Total WTP) và giá sẵn lòng trả biên (Marginal WTP), bởi đó là vấn đề mà chúng ta sẽ tiếp tục đề cập đến ở các chương sau. Giả định một người mua 2 kg táo; dọc theo đường WTP, anh ta có thể sẽ sẵn lòng trả 3,50 đôla cho kg thứ ba. Đó là giá sẵn lòng trả biên, trường hợp này là đối với kilogram thứ ba.

Giá sẵn lòng trả biên diễn tả giá sẵn lòng trả của một người cho một đơn vị dịch vụ hay hàng hóa tăng thêm.

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1

2

3

4

5

Số kg táo

$

Giá sẵn lòng trả của người tiêu dùng đối với táo Số kg/tuần 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

WTP $5,00 4,50 4,00 3,50 3,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0,50 0

Dữ liệu WTP từ 0 đến 5 đôla được biểu diễn bên trái của hình. Dữ liệu WTP được minh họa thành các hình chữ nhật đại diện cho mỗi kg được mua thêm vào. WTP giảm khi số đơn vị tiêu thụ gia tăng.


Hình 3-2: Giá sẵn lòng trả trong trường hợp hàm số liên tục Tổng giá sẵn lòng trả được đo là phần diện tích nằm dưới đường WTP từ 0 đến số lượng được tiêu dùng. Ví dụ dưới đây cho thấy cách tính tổng WTP. Ví dụ: Ước tính tổng giá sẵn lòng trả (WTP) cho táo sạch

Giả sử một người tiêu thụ 4 kg táo/tuần Tính tổng giá sẵn lòng trả (WTP) từ biểu đồ thanh ở hình 3-1. Tổng giá sẵn lòng trả là tổng chiều cao của các hình chữ nhật nằm giữa trục gốc và số lượng 4 kg.

Tổng là 4,50 + 4,00 + 3,50 + 3,00 = 15,00 đôla

Tính tổng giá sẵn lòng trả trong phiên bản của đường sẵn lòng chi trả ở hình 3-2. Tổng giá sẵn lòng trả là toàn bộ phần diện tích nằm dưới đường giá sẵn lòng trả từ điểm gốc đến điểm 4 kg.

Sử dụng phương pháp hình học đơn giản để tính. Tổng giá sẵn lòng trả cho 4 kg là diện tích a cộng diện tích b.

Diện tích a là hình chữ nhật có chiều cao là 3$ và rộng là 4: ta có 3$ 4 = 12$

Diện tích b là hình tam giác có chiều cao là 2$ = (5$ - 3$) và cạnh đáy bằng 4 = (4 – 0).

Giá trị của diện tích b là [21 (2$ 4$)] = 4$.

Diện tích a + b = 16$ = tổng giá sẵn lòng trả. Vấn đề: Tại sao diện tích a cộng diện tích b trong hình 3-2 lớn hơn một ít so với tổng giá sẵn lòng trả được tính theo biểu đồ hình thanh ở hình 3-1? Câu trả lời là biểu đồ hình thanh là ước lượng xấp xỉ của đường liên tục. Sử dụng số nguyên và không sử dụng đường liên

Soá kg taùo

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

1

2

3

4

5

$

Dữ liệu từ hình 3-1 đựơc biến đổi thành đường thẳng do người tiêu dùng được phép mua từng phần nhỏ của các đơn vị. Tổng giá sẵn lòng trả (WTP) cũng được biểu diễn cho 4 kg táo. Nó là tổng diện tích a cộng b

b

a


tục sẽ cho giá trị thấp của tổng giá sẵn lòng trả. Vì thế chúng ta sẽ tiếp tục sử dụng đường liên tục. Cầu Có cách khác để biểu diễn mối quan hệ giá sẵn lòng trả biên. Đây chính là đường cầu. Đường cầu cá nhân cho thấy số lượng hàng hóa hay dịch vụ mà cá nhân này có nhu cầu (nghĩa là: mua và tiêu thụ) ở một mức giá cho sẵn. Thông tin từ hình có thể giúp cung cấp cho ta mối quan hệ đại số của đường cầu. Số lượng cầu giảm xuống khi giá táo tăng lên. Với QD là lượng cầu, là hệ số cắt và là độ dốc của phương trình. Khi đó hàm số đường cầu có dạng chung là:

QD = - P

Hệ số cắt có thể tìm thấy ở hình 3-1 hoặc hình 3-2 tại mức giá mà lượng cầu là 0. Đó là tại mức giá bằng 5$. Độ dốc của phương trình là sự thay đổi lượng cầu chia cho sự thay đổi mức giá . Nhìn vào số liệu trong hình 3-1, chúng ta thấy rằng cứ mỗi đơn vị sản phẩm tăng lên thì giá giảm đi 50 cent. Vì vậy độ dốc của chúng là -2. Hàm số cầu của táo lúc này sẽ là QD = 10 – 2P. Tuy nhiên, đường cầu của táo, theo qui định trong kinh tế học (đường thẳng trong hình 3-2) có giá nằm ở trục tung và lượng cầu nằm ở trục hoành. Điều này có nghĩa là chúng ta tìm ra lời giải cho phương trình QD = - P dưới dạng P hơn là QD. Nó được gọi là đường cầu nghịch đảo và mối quan hệ hàm số nói chung là

P = / - (1/) QD Thay thế các giá trị và vào phương trình ta có P = 5 – 0,5QD. Đây là phương trình được minh họa ở hình 3-2.

Đường cầu của táo là đường thẳng, nhưng trong thực tế có thể là đường cong. Mối quan hệ tuyến tính của đường cầu hàm ý là số lượng cầu thay đổi đồng nhất với giá hàng hóa.

Tuy nhiên đối với nhiều hàng hóa thì điều này có thể không đúng. Ví dụ xem xét trường hợp hàng hóa là nước. Ở các mức giá thấp và tỷ lệ tiêu thụ cao, nghiên cứu cho thấy rằng với việc tăng giá ở một lượng tương đối nhỏ sẽ dẫn đến việc giảm đáng kể lượng cầu. Ở những mức giá cao và lượng cầu thấp, việc tăng giá sẽ có ảnh hưởng nhỏ hơn nhiều; nó sẽ tạo ra lượng cầu giảm ở mức ít hơn. Đây là đường cầu nó lõm về phía gốc; tương đối phẳng ở mức giá thấp và dốc lên ở mức giá cao. Hình 3-3 minh họa đường cầu đối với nước.


Hình 3-3: Đường cầu đối với nước

Tổng cầu/Giá sẵn lòng trả Đường cầu cá nhân/đường giá sẵn lòng trả biên đối với hàng hóa hay dịch vụ là một cách để khái quát hóa khả năng và thái độ tiêu dùng cá nhân của một người đối với hàng hóa đó. Những mối quan hệ sẽ khác nhau giữa các cá nhân, bởi vì thị hiếu và sở thích của họ không giống nhau. Người với thu nhập cao thì tiêu thụ hàng hóa và dịch vụ nhiều hơn. Khi nghiên cứu các vấn đề thực về chính sách kiểm soát ô nhiễm và chất lượng môi trường, các nhà kinh tế học thường tập trung mối quan tâm của họ vào cách cư xử của các nhóm người hơn là các cá nhân đơn lẻ. Mối quan tâm chính là tổng cầu hay giá sẵn lòng trả của một nhóm người đã được xác định rõ.

Đường tổng cầu đối với một hàng hóa thị trường là tổng theo trục hoành các đường cầu cá nhân thường được nhóm theo khu vực địa lý (ví dụ như thành phố, tỉnh hoặc một quốc gia).

Hình 3-4 minh họa cách xây dựng đường tổng cầu của táo sạch. Giả sử chỉ có 2 khách hàng là Alice và Bruce. Hai người này đại diện cho những loại người tiêu dùng khác nhau ở vùng Vancouver. Alice thật sự thích táo sạch, trong khi Bruce thì chẳng quan tâm lắm đến chúng; anh ta chỉ thích nó như với táo thường khác. Alice có đường cầu được biểu thị như là Hình 3-2. Đường cầu của Bruce thì dốc đứng hơn so với đường cầu của Alice, chứng tỏ anh ta có sở thích khác.

Đường cầu phi tuyến cho thấy một mức tăng nhỏ trong giá có thể dẫn đến lượng nước sử dụng giảm mạnh khi giá ở mức thấp. Việc tăng giá từ 10$ lên 20$/m3 sẽ giảm việc sử dụng nước từ 400 xuống 200 m3. Nhưng việc tăng thêm 10$ nữa, từ 20$ đến 30$, sẽ làm giảm lượng tiêu thụ chỉ 50 m3, từ 200 đến 150.

0 100 200 300 400 500

10

20

30

Nước sử dụng (m3)

$ Giá/ m3)


Hình 3-4: Đường tổng cầu của táo sạch

Quy tắc để vẽ đường tổng cầu của các cá nhân là chọn một mức giá nào đó, rồi cộng các mức cầu ở mức giá ấy. Tiến trình này được thể hiện rõ ở hình 3-4. Khi giá táo là 3$, nhu cầu của thị trường là 6 kg táo. Chúng ta có thể làm phép tính tương tự đối với các giá khác. Cho mức giá 1$. Alice sẽ mua 8 kg và Bruce mua 4 kg, tổng cộng có 12 kg. Lặp lại điều này cho tất cả các giá sẽ tạo ra đường tổng cầu biểu diễn ở biểu đồ (c). Bảng 3-1 biểu diễn số liệu cầu của Alice, Bruce và tổng cầu của họ. Trong thị trường thực, chúng ta tất nhiên phải cộng nhiều đường cầu cá nhân hơn nữa. Nhưng quy tắc tổng hợp vẫn giữ nguyên: ở mỗi mức giá, cộng tất cả các số lượng mà mỗi khách hàng muốn mua.

Bảng 3-1: Cách tính đường tổng cầu đối với táo sạch

Giá ($/kg) Lượng cầu của Alice

(kg/tuần) Lượng cầu của Bruce

(kg/tuần) Tổng cầu (kg/tuần)

0 10 5 15 1 8 4 12 2 6 3 9 3 4 2 6 4 2 1 3 5 0 0 0

Đường cầu QD = 10 - 2P QD = 5 - P QD = 15 - 3P Tổng cầu là tổng của hai đường cầu cá nhân của các khách hàng

Tổng hợp các đường cầu cá nhân: Cách tính theo đại số Như Bảng 3-1 trình bày, đường tổng cầu có thể tính được bằng cách cộng dồn đường cầu cá nhân của Alice và của Bruce.

Đường cầu đối với táo sạch của Alice: QD = 10 - 2P Đường cầu đối với táo sạch của Bruce: QD = 5 – P Đường tổng cầu: QD = 15 - 3P

Đường tổng cầu nghịch đảo là P = 5 – QD/ 3. Phương trình này được minh họa ở biểu đồ (c) của Hình 3-4.

5

1

3

4 2 10 8 6

2

4 5 4

3

1 2

5 4

2 1

3

2 4 6 8 10 2 4 6 8 10 12 14 15

Táo Táo Táo

(a) $ $ (b) (c)

Đường cầu của Alice Đường cầu của Bruce Đường cầu tổng

Trên đây là đường cầu của hai người khác nhau. Đường cầu của Alice (a) chứng tỏ cô thích táo sạch. Bruce (b) thì ít thích hơn. Vì đường cầu của Bruce dốc hơn, chứng tỏ anh ta sẽ mua ít hơn Alice với các mức giá dưới $5/kg. Đường cầu tổng được tạo nên bằng cách cộng các lượng mà Alice và Bruce muốn mua tại mỗi mức giá cho sẵn. Tại mức giá $3/kg, Alice mua 4 còn Bruce mua 2, tổng số là 6 kgs. Nếu giá là $1/kg, tổng cầu sẽ là 12 kgs.


LỢI ÍCH Từ lợi ích có ngụ ý rõ ràng là ở tình trạng tốt hơn; nếu người nào được lợi từ một việc gì đó, nghĩa là tình trạng của họ được cải thiện. Ngược lại, nếu họ ở trạng thái tệ hơn, thì có thể họ đã mất đi một phần lợi ích. Làm thế nào suy ra được lợi ích của một người là bao nhiêu? Hãy đưa cho họ một món gì đó để họ đánh giá. Làm thế nào để biết họ đánh giá món hàng đó? Dựa vào việc họ sẵn lòng từ bỏ, hay sẵn lòng trả tiền cho món ấy. Cùng với cách suy luận này, thì lợi ích mà một người có được từ một điều gì đó sẽ bằng với số tiền mà họ sẵn lòng trả. Tính lôgic của định nghĩa về lợi ích này là rất cao. Có nghĩa là ta có thể sử dụng đường cầu thông thường để tìm ra lợi ích. Lấy ví dụ, trong hình 3-5 có hai đường cầu, và có hai số lượng được biểu thị trên trục hoành. Giả sử ta muốn ước lượng tổng lợi ích của hai nhóm người có đường cầu như trong hình vẽ, khi số lượng của món hàng tăng lên từ q1 đến q2. Theo cách lập luận trước, lợi ích được đo bằng giá sẵn lòng trả, và tổng giá sẵn lòng trả được đo bằng phần diện tích nằm dưới đường cầu, tức là phần dưới đường cầu, giới hạn bởi q1 và q2 trong hình vẽ. Do đó, đối với đường cầu nằm thấp hơn (D2) thì lợi ích do gia tăng lượng tiêu dùng là diện tích b, trong khi lợi ích của đường cầu (D1) là diện tích a+b. Lôgic này xem ra hợp lý. Người có đường cầu D1 đánh giá giá trị vật này cao hơn; nên họ sẵn lòng trả nhiều tiền hơn là người có đường cầu D2. Đây chính là lôgic cơ bản của kinh tế môi trường. Nó hỗ trợ cho câu hỏi làm thế nào ta có thể đánh giá các tác động của những chương trình môi trường và của các chính sách do các địa phương, tỉnh thành, và chính phủ thực hiện. Sức mạnh của lôgic này là ở chỗ: nó dựa vào một khái niệm rõ về giá trị mà người ta gán cho sự vật. Tuy nhiên cách tư duy này cũng có nhược điểm. Cầu (đồng thời cũng là lợi ích) rất khó đo lường khi gắn với vấn đề môi trường, như ta sẽ thấy ở chương 7. Các đường cầu cũng bị ảnh hưởng nhiều bởi khả năng chi trả và sự ưa thích. Lấy ví dụ, trong hình 3-5, đường cầu thấp có thể đại diện cho nhóm người có thu nhập thấp hơn là nhóm có đường cầu nằm cao. Lập luận này có thể đưa ta đến kết luận rằng việc gia tăng số lượng từ q1 đến q2 đã tạo ra một lợi ích mà người thu nhập thấp đánh giá nó thấp hơn người có thu nhập cao. Điều này không hẳn đã như vậy. Người nghèo hơn có thể cũng có mức hữu dụng biên rất cao đối với món hàng này, có thể còn cao hơn của người giàu, nhưng họ không thể thể hiện hết các giá trị thành giá sẵn lòng trả bởi vì khả năng chi trả của họ thấp hơn. Nên nhớ rằng thu nhập là yếu tố xác định vị trí của một đường cầu. Vì vậy dù tính lôgic của khái niệm là không bàn cãi, ta vẫn cần cẩn thận khi sử dụng, đặc biệt khi liên hệ với các nhóm người có các mức thu nhập khác nhau.


Hình 3-5: Tổng lợi ích và tổng giá sẵn lòng trả

Có một vấn đề tồn tại khác đối với việc sử dụng đường cầu thông thường để đo lường lợi ích. Đường cầu của một cá nhân đối với một hàng hóa rõ ràng chịu ảnh hưởng bởi mức độ mà anh ta biết về hàng hóa đó. Một người sẽ không sẵn lòng trả tiền cho một món hàng nếu họ không biết là nó có tồn tại hay không. Chúng ta không hiểu hết những tác động của việc suy thoái môi trường; hơn thế, quan điểm của con người về tầm quan trọng của các loại tác động này lại thay đổi tùy theo phương tiện thông tin, các tài liệu khoa học v.v. Trong một số trường hợp, chúng ta nên cẩn thận khi lấy các đường cầu tại một thời điểm, mà các đường cầu này bị ảnh hưởng bởi đủ các yếu tố có thực và không thực, để làm thành thước đo lợi ích của các hoạt động môi trường. CHI PHÍ Mặt kia của vấn đề là chi phí. Bất kỳ quá trình sản xuất nào cũng cần nhiều loại nhập liệu – lao động, máy móc, năng lượng, nguyên liệu, thiết bị xử lý chất thải v.v. Đánh giá giá trị các nhập liệu này là rõ ràng đối với các xí nghiệp hoạt động trong nền kinh tế thị trường: giá trị của chúng là giá mua trên thị trường. Tuy nhiên, cần hiểu từ chi phí theo một nghĩa rộng hơn. Chi phí sản xuất là chi phí lẽ ra để sản xuất bằng những nhập liệu này nếu như các nhập liệu đó không được sử dụng để sản xuất ra sản phẩm mà ta đang nói đến. Chi phí này gọi là chi phí cơ hội. Chi phí cơ hội

Chi phí cơ hội là khái niệm cơ bản trong kinh tế học.

Chi phí cơ hội để sản xuất một sản phẩm nào đó là giá trị tối đa của các sản phẩm khác lẽ ra đã được sản xuất nếu ta không sử dụng tài nguyên để làm ra sản phẩm hiện hành.

0 q1 Số lượng

$

q2

b

D1

D2

Tổng lợi ích được đo bằng giá sẵn lòng trả. Tổng giá sẵn lòng trả là phần diện tích nằm dưới đường cầu. Để tính tổng lợi ích của lượng tăng từ q1 đến q2, khu vực nằm dưới đường D1 là phần diện tích a cộng với b; dưới đường D2 là diện tích b. Những người đặt giá trị cho món hàng cao hơn thì sẽ sẵn lòng trả nhiều hơn và cũng nhận được lợi ích lớn hơn từ việc tăng sản lượng.

a


Có lý do để dùng từ “tối đa” ở đây. Những nhập liệu dùng để sản xuất một loại sản phẩm nào đó có thể được sử dụng để sản xuất các sản phẩm và dịch vụ khác. Chi phí cơ hội bao gồm chi phí tiền mặt, nhưng còn rộng hơn nữa. Một số nhập liệu thực tế được sử dụng trong sản xuất nhưng lại không được xem là chi phí bằng tiền. Ví dụ, những người tình nguyện hốt rác trên đường hay trong các công viên có chi phí cơ hội: đó là họ có thể dùng thời gian này để làm việc khác có tiền. Song quan trọng hơn là nhiều quá trình sản xuất đưa chất thải vào môi trường và gây thiệt hại môi trường. Đây chính là chi phí cơ hội của việc sản xuất mặc dù chúng không thể hiện bằng tiền trong bảng báo cáo thu nhập của công ty. Chi phí cơ hội rất cần thiết khi cần phải ra những quyết định liên quan đến việc chọn lựa cách sử dụng một tài nguyên cho mục đích này hay mục đích khác. Đối với một tổ chức công quyền với một ngân sách nhất định, thì chi phí cơ hội của một chính sách là giá trị của những chính sách khác mà họ có thể thực hiện. Còn đối với một người tiêu dùng chi phí cơ hội của thời gian đi tìm một món hàng nào đó chính là giá trị cao nhất của một việc làm khác mà họ có thể có.

Làm thế nào để đo lường chi phí cơ hội? Thường không thiết thực nếu đo lường theo số lượng các vật chất khác lẽ ra đã được sản xuất. Chúng ta cũng thường không có đủ thông tin để đo lường giá trị của các sản phẩm lẽ ra đã được sản xuất. Nên trong thực tế, ta đo lường chi phí cơ hội bằng các giá trị của những nhập liệu sử dụng trong sản xuất. Để làm việc này, ta phải đảm bảo là các giá trị của nhập lượng là chuẩn xác. Nếu thị trường bị biến dạng ta có thể dùng giá mờ (shadow price) để đo lường chi phí cơ hội. Giá mờ đo lường chi phí thực trong điều kiện thị trường hoạt động hoàn hảo. Ví dụ, lao động tình nguyện phải được định giá theo mức lương hiện hành mặc dù trong thực tế khoản này không phải chi trả. Nếu không có thị trường, như trường hợp của môi trường, thì ta phải tính ra một giá trị nào đó. Phần 2 sẽ đề cập một số kỹ thuật đánh giá. Một khi các nhập lượng được hạch toán và đánh giá chính xác, thì tổng giá trị này có thể được xem là chi phí cơ hội của sản xuất. Đây là công việc cực kỳ quan trọng đối với các nhà kinh tế môi trường. Đường chi phí Thông tin chi phí có thể được tổng kết thành các đường chi phí, đó là việc miêu tả các chi phí sản xuất bằng đồ thị. Và cũng như trường hợp giá sẵn lòng trả, chúng ta sẽ phân biệt giữa chi phí biên (MC) và tổng chi phí (TC) của quá trình sản xuất:

Chi phí biên đo lường lượng chi phí gia tăng khi tăng thêm một đơn vị sản phẩm.

Tổng chi phí là chi phí sản xuất ra tổng số lượng sản phẩm.

Xét đường chi phí trong hình 3-6, là chi phí mà một vườn táo cung cấp táo sạch cho thị trường. Hình vẽ cũng có dạng tương tự như các hình trước, với số lượng sản phẩm trên trục hoành và số tiền trên trục tung. Biểu đồ ở trên cùng biểu diễn chi phí biên dưới dạng bậc thang. Biểu đồ này cho thấy phải tốn 1,67$ để sản xuất ra đơn vị sản phẩm đầu tiên. Nếu công ty muốn tăng sản phẩm lên 2 đơn vị thì phải chi thêm 2$ cho đơn vị thứ hai. Đơn vị thứ ba thêm vào sẽ làm tăng thêm 2,33$ cho tổng chi phí, và cứ tiếp tục như thế. Đo lường bằng chi phí biên phân phối chuẩn, nó là các khoản chi phí thêm vào, hay là khoản tăng thêm của tổng chi phí, khi sản lượng tăng lên một đơn vị. Như vậy khi giảm sản xuất từ năm còn bốn đơn vị sẽ làm giảm tổng chi phí 3$, đây chính là chi phí biên của đơn vị sản phẩm thứ năm.


Đường dạng bậc thang không tiện cho phân tích nên ta giả định là xí nghiệp có thể sản xuất ra từng lượng sản phẩm nhỏ với giá trị số nguyên. Giả định này sẽ cho ta đường chi phí biên liên tục, như trong biểu đồ (b) của hình 3-6. Để dễ tính toán, đường chi phí biên sẽ lại là đường thẳng.

Chúng ta có thể sử dụng đường chi phí biên để xác định tổng chi phí sản xuất. Tổng chi phí là diện tích dưới đường chi phí biên. Ví dụ từ hình 3-6 minh họa cách tính tổng chi phí. Ví dụ: Tính tổng chi phí từ đường chi phí biên của táo

Tổng chi phí để sản xuất ra 5 đơn vị sản lượng là bao nhiêu?

1. Sử dụng đường chi phí biên bậc thang, cộng phần diện tích của các thanh từ 0 đến 5 đơn vị. Đơn vị đầu tiên = 1,67$, đơn vị thứ hai bằng 2,00$, đơn vị thứ ba bằng 2,33$, đơn vị thứ tư bằng 2,67$, đơn vị thứ năm bằng 3,00$. Tổng chi phí = 11,67$.

2. Sử dụng đường MC tuyến tính, tính phần diện tích bên dưới đường thẳng từ 0 đến 5 đơn vị. Đó là phần hình chữ nhật (diện tích a), cộng với hình tam giác (diện tích b). Diện tích a có đường cao = 1,67$ và dài = 5, tổng chi phí là 8,35$. Diện tích b có đáy là 5 và đường cao là 1,33$ (3 – 1,67). Diện tích của b là (5 1,33$) = 3,32$. Tổng chi phí là 11,67$.


CUNG VÀ ĐƯỜNG CHI PHÍ BIÊN, TỔNG CUNG Chi phí sản xuất biên là yếu tố chính trong việc xác định hành vi cung của các công ty trong trường hợp cạnh tranh. Đường chi phí biên của một cong ty là đường cung, chỉ ra số lượng hàng hóa mà xí nghiệp muốn cung cấp ở các mức giá khác nhau. Xét biểu đồ (a) trong hình 3-7 cho trường hợp vườn táo. Giả sử vườn này có thể bán sản phẩm ở giá 2$. Vườn này sẽ tối đa hóa lợi nhuận bằng cách sản xuất ra lượng sản phẩm mà chi phí biên của sản phẩm cuối là bằng 2$, nghĩa là với lượng sản phẩm là 2 kg. Ở các mức sản lượng thấp hơn mức này, thì nhà vườn còn có thể tăng được lợi nhuận bằng cách tăng sản lượng. Còn ở các mức sản lượng cao hơn mức này, thì chi phí biên để sản xuất một đơn vị sản phẩm cao hơn giá, do vậy để tối đa hóa lợi nhuận nhà vườn nên giảm sản xuất.

0 1 2 3 4 5 6 7

1

2 1,67

3

4

Sản lượng táo

$

(a)

3

4

2 1,67 1

1 0 2 3 4 5 7 Sản lượng táo

(b) $

b

a

MC

Đường chi phí biên của vườn táo. Biểu đồ (a) mô tả chi phí biên bằng chiều cao của mỗi thanh, biểu đồ (b) là hàm tuyến tính của cùng số liệu. Tổng chi phí là phần diện tích nằm dưới đường chi phí biên. Nếu sản xuất 5 đơn vị táo, tổng chi phí được tính bằng tổng của các thanh từ thứ nhất đến thanh thứ năm ở biểu đồ (a) hoặc bằng tổng diện tích a cộng b ở biểu đồ (b). Tổng chi phí của 5 đơn vị là 11,67$

6

Hình 3-6: Tổng chi phí và chi phí biên của táo

(a)


Hình 3-7: Xây dựng đường tổng cung từ các đường chi phí sản xuất biên

Các nhà kinh tế nghiên cứu các đường cung của ngành, cũng như của các xí nghiệp. Đường cung hay đường chi phí biên của một ngành là đường cung của các xí nghiệp sản xuất ra cùng một loại sản phẩm. Ta gọi đây là tổng cung, cũng tương tự như khái niệm tổng cầu đã đề cập.

Đường tổng cung của các xí nghiệp sản xuất ra cùng một loại sản phẩm là tổng các đường cung của các xí nghiệp ấy theo trục hoành.

Giả sử chúng ta có hai vườn táo. Biểu đồ (b) trình bày đường chi phí biên của vườn thứ hai. Cung thị trường là tổng các đường chi phí biên của các vườn. Nguyên tắc cũng giống như khi xây dựng đường tổng cầu cho hàng hóa tư nhân. Hãy chọn một mức giá, rồi cộng các số lượng được cung cấp ở mức giá ấy. Đây là tổng theo trục hoành. Biểu đồ (c) trong hình 3-7 đại diện cho đường tổng cung. Lấy ví dụ, ở mức giá 2$, vuờn thứ nhất cung cấp 2 đơn vị, vườn hai không cung cấp (bởi vì giá thấp hơn chi phí sản xuất tối thiểu của họ) vì thế đường tổng cung ở giá này là hai đơn vị. Để hoàn tất đường tổng cung ta lấy nhiều mức giá khác nhau, rồi cộng dồn các số lượng cung cấp của mỗi vườn. Ví dụ, ở mức giá 4$, vườn 1 cung cấp 8 đơn vị và vườn 2 cung cấp 2 đơn vị, tổng mức cung cấp như thế là 10 đơn vị.

Các đường chi phí biên có thể diễn tả theo phương pháp đại số. Bảng 3-2 cho số liệu của từng vườn và tổng cung.

Bảng 3-1: Cách tính đường tổng cung táo sạch

Giá ($/kg) Lượng cung của vườn 1

(kg/tuần) Lượng cung của vườn 2

(kg/tuần) Tổng cung (kg/tuần)

1 0 0 0 2 2 0 2 3 5 1 6 4 8 2 10 5 11 3 14

Đường cung QS = 3P - 4 QS = P - 2 QS = 4P – 6

Đường chi phí biên của 2 vườn táo được cộng lại để tạo đường tổng cung. Người sản xuất tối đa hóa lợi nhuận sẽ đặt giá thị trường bằng với chi phí biên của nó. Tại mỗi mức giá, các cột kế tiếp cho thấy số lượng cung của mỗi nhà cung cấp và tổng cung.

Đường chi phí biên là đường cung của vườn. Vườn luôn sản xuất tại mức sản lượng mà giá bằng chi phí biên nhằm tối đa hóa lợi nhuận. Biểu đồ (a) và (b) thể hiện đường cung của hai vườn táo, Biểu đồ (c) thể hiện đường tổng cung hình thành bằng cách cộng sản lượng của hai vườn tại từng mức giá. Với mức giá 4$/kg, vườn 1 cung cấp 8 kg, vườn 2 cung cấp 2 kg, tạo ra tổng cung là 10 kg.

5

1

3

4 22

8 6

2

4 5 4

3

1 2

5 4

2 1

3

2 4 6 8 10 2 4 6 8 10 Lượng táo Lượng táo Lượng táo

(a) $ $ (b) (c)

Đường cung của vườn 1

$

Đường cung của vườn 2 Đường tổng cung


Xây dựng đường chi phí biên bằng đại số

Từ dữ liệu của bảng 3-2 và các biểu đồ miêu tả ở hình 3-7, chúng ta có thể minh họa đường chi phí biên của mỗi công ty. Đường chi phí biên (MC) được biểu diễn bởi các các đường cung theo giá và cho rằng mỗi nhà sản sản xuất tối đa hóa lợi nhuận bằng cách đặt giá bằng với chi phí biên (như là ghi chú trong bảng).

Đường MC của vuờn thứ nhất MC: = 4/3 + 1/3 QS

Đường MC của vườn thứ hai MC: = 2 + QS

Đường MC tổng: MC: = 3/2 + ¼QS

Tổng cung được ký hiệu là QS như trong bảng trên: QS = 4P – 6. Các phương trình này đặt nền tảng cho việc xác định cân bằng thị trường trong chương tiếp theo. CÔNG NGHỆ Yếu tố quan trọng nhất ảnh hưởng đến hình dạng của đường chi phí biên là công nghệ sản xuất. Công nghệ nghĩa là năng lực sản xuất vốn có với phương pháp và máy móc sử dụng. Bất kỳ quá trình sản xuất hiện đại nào cũng sử dụng nhiều loại hàng hóa tư bản (máy móc và thiết bị) có công suất, lao động, qui trình, nguyên liệu khác nhau. Số lượng sản phẩm mà một xí nghiệp sản xuất từ một nhóm nhập liệu tùy thuộc vào năng lực máy móc và nhân lực. Ngay trong cùng một ngành, các đường chi phí biên có thể khác nhau. Một số xí nghiệp có thể cũ hơn, nghĩa là họ làm việc với các thiết bị cũ hơn và có đặc điểm chi phí khác. Các xí nghiệp có cùng thời gian hoạt động cũng có thể có công nghệ sản xuất khác; những quyết định quản lý trong quá khứ có thể đã khiến các xí nghiệp này có các mức chi phí biên khác nhau hôm nay. Khái niệm công nghệ là rất quan trọng trong kinh tế môi trường vì chúng ta dựa vào những thay đổi công nghệ để tìm cách tạo ra sản phẩm dịch vụ và hàng hóa với ít tác động có hại tới môi trường hơn và cũng để xử lý chất thải tốt hơn. Trong một mô hình đơn giản, tiến bộ kỹ thuật cho phép đuờng chi phí dịch chuyển xuống thấp. Tiến bộ kỹ thuật cho phép tạo thêm sản phẩm với chi phí biên thấp hơn. Nó cũng làm giảm tổng chi phí sản xuất. Xem hình 3-8, đường chi phí biên 1 (hay MC1) là chi phí biên của xí nghiệp trước khi có cải tiến kỹ thuật; MC2 là chi phí biên sau khi có một số cải tiến kỹ thuật. Nói cách khác thay đổi công nghệ đã dịch chuyển đường chi phí biên xuống. Chúng ta có thể xác định tổng chi phí sản xuất sẽ giảm bao nhiêu khi có sự thay đổi công nghệ. Xem xét số lượng đầu ra q*, với MC1 thì tổng chi phí để sản xuất số lượng q* được thể hiện bằng diện tích a+b, khi chi phí biên giảm xuống đường MC2 thì tổng số chi phí sản xuất chỉ còn là b. Thay đổi công nghệ sẽ giảm tổng chi phí một lượng tương đương với diện tích a.

Thay đổi công nghệ thường không xảy ra khi không có nỗ lực; thường nó cần quá trình nghiên cứu và pháp triển (Rearch and Development – R&D). R&D trong công nghệ môi trường rõ ràng là hoạt động cần được khuyến khích. R&D là một trong các tiêu chuẩn chúng ta cần sử dụng trong việc đánh giá các chính sách môi trường xem chúng có tạo nên khuyến khích cho các cá nhân, các công ty và các ngành để tham gia vào các chương trình R&D đầy triển vọng hay không. Nói một cách đơn giản, khuyến khích thực hiện R&D đồng nghĩa với tiết kiệm chi phí nhờ áp dụng các công nghệ, nguyên liệu và các quy trình sản xuất mới. Tiết kiệm chi phí được biểu diễn trong hình 3-8 (diện tích a) thể hiện chỉ một phần của sự khuyến khích. Đây là những tiết kiệm chi phí sẽ xảy ra hàng năm. Tuy nhiên, tổng các khoản tiết kiệm chi phí hàng năm mới chính là những khuyến khích do việc áp dụng R&D.


Hình 3-8: Tác động của tiến bộ kỹ thuật đối với đường chi phí biên

NGUYÊN TẮC CÂN BẰNG BIÊN Bây giờ chúng ta sẽ bàn luận về một nguyên tắc kinh tế học đơn giản nhưng rất quan trọng, được sử dụng nhiều trong các chương tiếp theo. Nguyên tắc này được gọi là Nguyên tắc cân bằng biên. Để hiểu được nguyên tắc này, hãy tưởng tượng chúng ta có một công ty sản xuất một sản phẩm nhất định, và hoạt động của công ty được chia ra tại hai nhà máy. Mỗi nhà máy sản xuất ra cùng một sản phẩm vì vậy tổng lượng sản phẩm của công ty sẽ là tổng sản phẩm được sản xuất ra ở cả 2 nhà máy. Nhưng chúng ta hãy giả sử rằng hai nhà máy này được xây dựng ở những thời điểm khác nhau và sử dụng các công nghệ khác nhau. Nhà máy cũ là nhà máy A như trong hình 3-9 với công nghệ cũ hơn sẽ có đường chi phí biên bắt đầu gần điểm gốc và tăng nhanh khi sản xuất gia tăng. Nhà máy mới B trong hình 3-9 sử dụng công nghệ mới sẽ có chi phí biên cao hơn ở mức sản lượng thấp nhưng chi phí sẽ không tăng nhanh khi gia tăng sản xuất. Bây giờ xem xét một tình huống mà ở đó hai nhà máy này muốn sản xuất lượng tổng sản phẩm là 100 đơn vị. Bao nhiêu sản phẩm sẽ được sản xuất ở mỗi nhà máy để có được 100 đơn vị tổng sản phẩm với tổng mức chi phí thấp nhất? Có phải tốt nhất là mỗi nhà máy sẽ sản xuất 50 sản phẩm? Điều này được miêu tả trong hình 3-9 ở mức sản lượng 50 chi phí biên của nhà máy A là 12$ trong khi nhà máy B là 8$. Tổng chi phí sản xuất bao gồm tổng chi phí ở mỗi nhà máy hay (a + b + c) + (d). Nhưng điểm quan trọng ở đây là: Chúng ta có thể hạ thấp chi phí sản xuất 100 sản phẩm bằng cách phân phối lại sản xuất. Giảm sản xuất ở nhà máy A một sản phẩm thì chi phí sẽ giảm 12$. Tăng sản xuất ở nhà máy B lên một sản phẩm thì chi phí sẽ tăng 8$. Công ty vẫn sản xuất 100 sản phẩm nhưng tiết kiệm được 12 – 8 = 4$. Như vậy tổng chi phí của hai nhà máy gộp chung sẽ giảm.

q*

$

a

MC2

MC1

b

Số lượng đầu ra

Tiến bộ cộng nghệ được biểu diễn bằng đường chi phí biên dịch xuống. Lượng q* được sản xuất với công nghệ mới làm giảm tổng chi phí một diện tích là a


Hình 3-8: Nguyên tắc cân bằng biên

Khi chi phí biên của hai nhà máy là khác nhau, sản xuất nên được phân bố lại theo cách giảm sản lượng ở nhà máy có chi phí cao để chuyển dần về nhà máy có chi phí thấp hơn nhằm giảm tổng chi phí. Thực tế, chi phí tổng cộng để sản xuất 100 sản phẩm ở 2 nhà máy sẽ ở mức tối thiểu chỉ khi chi phí biên của 2 nhà máy bằng nhau – đó chính là nguyên tắc cân bằng biên. Trong hình, điều này xảy ra khi số lượng sản phẩm của nhà máy A là 38 sản phẩm và của nhà máy B là 62 sản phẩm. Tổng chi phí bây giờ sẽ là a + (d + e).

Mục đích của nguyên tắc cân bằng biên là giảm thiểu chi phí tổng cộng cho sản xuất một lượng sản phẩm nhất định. Mục tiêu này trở thành hiện thực khi sản xuất được phân phối theo cách cân bằng chi phí biên giữa các nguồn sản xuất. Hay nó đơn giản hơn:

Nguyên tắc cân bằng biên đòi hỏi là tổng sản lượng được phân phối giữa các nguồn sản xuất sao cho chi phí sản xuất biên của các nguồn là bằng nhau.

Nguyên tắc này sẽ rất có giá trị khi mà chúng ta giải quyết vấn đề giảm thiểu phát thải từ những nguồn phát thải nhất định, sẽ được giới thiệu ở chương 5 và sử dụng trong phần 4. TÓM TẮT

Chương này giới thiệu sơ lược một số công cụ kinh tế vi mô cơ bản. Các chương sau sẽ dựa vào các ý tưởng này, đặc biệt là nguyên tắc cân bằng biên và trên các đồ thị khi chúng ta nhắc đi nhắc lại các số đo tổng và số đo biên. Khi bắt đầu xem xét các vấn đề thực tế về phân tích môi trường và thiết lập chính sách, chúng ta sẽ dễ dàng chuyển sang vô số các chi tiết mà bỏ quên các khái niệm kinh tế học cơ bản. Những khái niệm kinh tế cơ bản, như trình bày trong chương này, giúp chúng ta nhận định các đặc điểm kinh tế học cơ bản của các vấn đề và giúp triển khai giải pháp cho các vấn đề ấy.

Số lượng sản xuất Số lượng sản xuất Nhà máy A Nhà máy B Khi có 2 nhà máy khác nhau sản xuất cùng một sản phẩm, công ty sẽ giảm thiếu tổng chi phí sản xuất bằng cách cân bằng chi phí sản xuất biên của 2 nhà máy. Ví dụ, để sản xuất 100 sản phẩm với tổng chi phí thấp nhất khi chi phí biên bằng nhau thì nhà máy có chi phí thấp sẽ sản xuất nhiều hơn (62 sản phẩm) trong khi nhà máy có chi phí cao sẽ sản xuất ít hơn (38 sản phẩm). Kết quả thu được là tổng chi phí sẽ thấp hơn so với khi cả hai nhà máy cùng sản xuất 50 sản phẩm.

Nhà máy A

MCA

Nhà máy B

MCB

a b

c 12

38 50

d e

50 62


CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH

Khả năng chi trả Giá sẵn lòng trả biên Tổng cầu Kinh tế vi mô Lợi ích Chi phí cơ hội Đường cầu Giá mờ Nguyên tắc cân bằng biên Tổng chi phí Đường cầu nghịch đảo Tổng giá sẵn lòng trả Chi phí biên Giá sẵn lòng trả

BÀI TẬP

1. Đường cầu nước đóng chai của Alvin là QdA=8 – 5P. Đường cầu của Betty là Qd

B= 6 – P. Hãy tính giá sẵn lòng trả tổng cộng và giá sẵn lòng trả biên của Alvin và Betty cho 4 chai nước đóng chai và hãy minh họa bằng đồ thị.

2. Với cùng các biểu thức như ở câu 1, tính đường tổng cầu cho nước đóng chai, giả sử chỉ có Alvin và Betty là người tiêu thụ. Xây dựng đường tổng cầu nếu như có 5 người như Alvin và 10 người như Betty.

3. Tính toán và vẽ biểu đồ đường cung cho bóng tennis của 3 nhà sản xuất với các đường MC như sau:

A: MC = 3 + 3QS với Q cho mỗi nhà sản xuất là 1.000 đơn vị sản phẩm B: MC = 4 + 6QS C: MC = 1 + 1QS

4. Nếu giá bóng tennis là 4$ cho mỗi container, thì các nhà sản xuất này có còn sản xuất không? Giải thích tại sao có thể hay tại sao không. Mỗi nhà sản xuất muốn sản xuất thì phải ở mức giá là bao nhiêu?

5. Đường chi phí biên thường phi tuyến như chúng ta giả sử đơn giản trong chương này. Tại sao lại như vậy? Vẽ đường chi phí biên của một công ty mà công ty này không thể gia tăng số lượng sản phẩm vượt quá 500 sản phẩm mỗi tháng.

6. Quay lại câu 3. Nếu thay đổi công nghệ làm dịch chuyển đường chi phí biên của nhà sản xuất B đến gần đường chi phí biên của nhà sản xuất C, hãy tính chi phí tiết kiệm được của nhà sản xuất B ở mức sản lượng là 2 sản phẩm (trong 1.000 sản phẩm).

7. Giả sử 3 nhà sản xuất bóng tennis như câu 4 thuộc cùng một công ty và mỗi nhà sản xuất là một nhà máy của công ty này. Hãy dùng Nguyên tắc cân bằng biên để giải thích làm thế nào công ty xác định được sản lượng cho mỗi nhà máy.

CÂU HỎI THẢO LUẬN

1. Điều gì sẽ xảy ra với đường tổng cầu khi người tiêu dùng mong chờ giá sản phẩm tăng (hay giảm) trong tương lai? Tình huống này có làm suy yếu lý thuyết được trình bày trong chương này?

2. Lôgic của việc cho lợi ích bằng với giá sẵn lòng trả có thể cho chúng ta kết luận rằng làm sạch không khí mà người thu nhập thấp đang thở có thể tạo ra lợi ích ít hơn so với làm sạch không khí thở của người thu nhập cao. Liệu diều này có làm xói mòn ý tưởng cho rằng lợi ích là bằng với giá sẵn lòng trả? Các nhà kinh tế sẽ giải quyết vấn đề khó xử này như thế nào?

3. Các loại yếu tố nào ảnh hưởng đến hình dạng của đường chi phí biên? Các đường chi phí biên trong cùng ngành có khác nhau đáng kể không?

4. Hãy giải thích cho một người không học kinh tế tại sao các giá trị biên là rất quan trọng trong phân tích kinh tế học. Bạn sẽ đối đầu như thế nào với lập luận của người này rằng họ không bao giờ quyết định dựa vào sự định giá biên?


CHƯƠNG 4

HIỆU QUẢ KINH TẾ VÀ THỊ TRƯỜNG

Chương này bao gồm các mục tiêu sau: đưa ra khái niệm hiệu quả kinh tế như là một chỉ số để khảo sát xem nền kinh tế hoạt động như thế nào và như là một tiêu chuẩn cho việc thẩm định xem nền kinh tế đó có hoạt động đúng với khả năng của nó hay không. Hiệu quả kinh tế là một khái niệm đơn giản nhưng là một khái niệm nhận được nhiều đề nghị xem như là một tiêu chuẩn để đánh giá sự hoạt động của một hệ thống kinh tế hoặc một phần của hệ thống kinh tế đó. Nhưng khái niệm này cần được dùng với sự cẩn trọng. Có phải một hệ thống thị trường, tự bản thân nó, sẽ cho ra các kết quả đạt hiệu quả kinh tế? Một xí nghiệp riêng lẻ hay một nhóm các xí nghiệp có thể được đánh giá hiệu quả khi khảo sát các chi phí và những lợi ích tư nhân từ hoạt động kinh doanh. Song, để đánh giá kết quả về mặt xã hội của các xí nghiệp này, chúng ta phải sử dụng khái niệm “hiệu quả kinh tế” với nghĩa rộng hơn. Hiệu quả kinh tế phải bao gồm toàn bộ các giá trị về mặt xã hội và cả các kết quả của những quyết định kinh tế, đặc biệt là những kết quả về môi trường. Thảo luận về mối liên hệ giữa hiệu quả kinh tế và tính công bằng cũng rất quan trọng.

Mục tiêu thứ hai của chương này là nhằm giải đáp câu hỏi liệu rằng một hệ thống thị trường, tự bản thân nó, có thể tạo được kết quả mang tính hiệu quả xã hội hay không. Hiệu quả xã hội nghĩa là tất cả thị trường hoạt động mà không có bất kỳ sự biến dạng nào, kể cả biến dạng gây nên ô nhiễm. Chúng ta khảo sát các nguồn gốc của những thất bại thị trường về môi trường, chúng có thể ngăn cản thị trường đạt được hiệu quả xã hội. Từ điều này sẽ dẫn đến chương tiếp theo, chương mà chúng ta sẽ khảo sát vấn đề về chính sách; đó là, nếu một nền kinh tế không đạt hiệu quả xã hội, và các vấn đề môi trường nảy sinh thì các loại chính sách nào chúng ta có thể sử dụng để hiệu chỉnh tình trạng này?

Hiệu quả kinh tế là một tiêu chí có thể áp dụng ở nhiều mức độ: để sử dụng nguyên liệu đầu vào và để xác định các mức sản lượng đầu ra. Chúng ta tập trung vào mức độ thứ hai vì cuối cùng chúng ta mong muốn áp dụng ý tưởng cho “đầu ra” là chất lượng môi trường. Có hai vấn đề cần được quan tâm là:

Sản lượng cần phải sản xuất là bao nhiêu?

Sản lượng thực tế được sản xuất là bao nhiêu? Vấn đề đầu xoay quanh khái niệm về hiệu quả, vấn đề thứ hai liên quan đến cách thức thị trường hoạt động bình thường. HIỆU QUẢ KINH TẾ Trong chương trước, chúng ta đã xem xét đến 2 mối quan hệ: quan hệ giữa sản lượng với giá sẵn lòng trả, và quan hệ giữa sản lượng với chi phí sản xuất biên. Chỉ xét riêng một trong hai mối quan hệ này thì không thể cho chúng ta biết được mức sản lượng mong muốn tốt nhất theo quan điểm xã hội. Để xác định mức sản lượng này, chúng ta phải kết hợp chúng với nhau.

Quan điểm chính yếu của hiệu quả kinh tế là nên có sự cân bằng giữa lợi ích biên và chi phí biên của quá trình sản xuất.


Hiệu quả cũng phải có một điểm tham chiếu. Điều “có hiệu quả” đối với một người, trong quan điểm cân bằng giữa chi phí và lợi ích của chính người đó, có thể lại “không hiệu quả” cho người khác. Chúng ta muốn có một khái niệm của hiệu quả mà có thể áp dụng cho tổng thể nền kinh tế. Điều này có nghĩa là khi ta xem xét đến chi phí biên, ta phải xem xét toàn bộ những khoản chi phí của việc sản xuất ra đối tượng cụ thể đang được nói đến, không quan tâm đến ai là người tạo ra và những chi phí này có được định giá trên thị trường hay không. Khi ta bàn về giá sẵn lòng trả biên, ta phải khẳng định rằng nó đại diện chính xác cho tất cả các giá trị mà con người trong xã hội đặt ra cho đối tượng, bao gồm cả các giá trị phi thị trường. Điều này không nhất thiết có nghĩa rằng tất cả mọi người sẽ đưa ra giá trị cho tất cả hàng hóa, nó chỉ có nghĩa là không có giá trị nào bị bỏ quên.

Hiệu quả xã hội đòi hỏi tất cả giá trị thị trường và phi thị trường hợp nhất trong lợi ích biên và chi phí biên của sản xuất. Nếu điều này được thỏa mãn, hiệu quả xã hội đạt được khi lợi ích biên bằng với chi phí biên của quá trình sản xuất.

Làm thế nào chúng ta có thể xác định được mức sản lượng đạt hiệu quả xã hội? Chúng ta có thể dùng phân tích đồ thị và đại số bằng cách kết hợp hai mối quan hệ đã thảo luận ở chương trước lại với nhau. Trong hình 4-1, chúng ta vẽ đường tổng giá sẵn lòng trả biên (MWTP) và đường tổng chi phí biên (MC) cho loại sản phẩm đang nói đến. Chương 3 đã diễn giải về nguồn gốc của các đường này. Cân bằng hiệu quả xã hội xảy ra tại mức sản lượng mà MWTP = MC. Hình 4.1 thể hiện sản lượng cân bằng là 40 đơn vị và MWTP tương ứng là 20$.

Cũng có thể tìm ra điểm cân bằng hiệu quả sản xuất xã hội bằng cách phân tích đại số. Ví dụ tại trang sau minh họa cho cách này. Hình 4-1: Xác định mức sản lượng đạt hiệu quả xã hội

MWTP bằng MC xác định điểm cân bằng đạt hiệu quả xã hội. Sản lượng cân bằng (QE) là 40 đơn vị với MWTP tương ứng là 20$. Tại điểm cân bằng hiệu quả xã hội, thặng dư xã hội đạt cực đại. Thặng dư xã hội, phần diện tích (a+b) nhận được từ sự chênh lệch giữa tổng giá sẵn lòng trả và tổng chi phí.

Ví dụ: Cách giải bằng phân tích đại số mức sản lượng hiệu quả xã hội 1. Để xác định vị trí cân bằng hiệu quả xã hội, xác định phương trình của MWTP và

MC. Ký hiệu QD là lượng cầu hàng hóa và QS là lượng cung hàng hóa. Phương trình được xây dựng với dạng tuyến tính để dễ dàng cho sự tính toán.

Giá

a

b c

40 QE Xuất lượng

MC (Chi phí biên)

MWTP (Giá sẵn lòng trả biên)

60 80 100 20

20

40

60

80

100


MWTP = 100 – 2QD

MC = 5 QS 2. Giá trị cân bằng được xác định theo cách đại số bằng cách cho MWTP bằng với

MC và trước tiên xác định sản lượng cân bằng mà tại đó QD = QS = QE, với QE là sản lượng cân bằng.

100 – 2QE = 0.5QE QE = 40

3. MWTP tại vị trí cân bằng có thể được xác định bằng cách thay QE vào hoặc phương trình MWTP hoặc phương trình MC:

MWTP = 100 - 2(40) = 20$.

Sự bằng nhau của giá sẵn lòng trả biên và chi phí sản xuất biên dùng xác định xem sản lượng có đạt hiệu quả xã hội hay không. Có một cách khác để xem xét khái niệm về hiệu quả này. Khi mức sản lượng đạt hiệu quả xã hội, tức là giá trị xã hội ròng được xác định là tổng giá sẵn lòng trả trừ tổng chi phí, lúc đó hiệu quả xã hội là lớn nhất. Thực tế, chúng ta có thể đo giá trị ròng này trên hình 4-1. Tại điểm QE bằng 40, tổng giá sẵn lòng trả bằng khoản tương ứng với vùng bên dưới đường giá sẵn lòng trả biên, từ gốc tọa độ đến QE. Diện tích này bao gồm tổng của 3 phần diện tích nhỏ: a+b+c. Mặt khác, tổng chi phí bao gồm phần diện tích bên dưới đường chi phí biên, tức là phần c. Giá trị xã hội ròng là (a+b+c) trừ đi c, bằng phần diện tích (a+b). Có nhiều tên gọi cho diện tích (a+b). Vùng này được gọi là giá trị xã hội ròng hoặc lợi ích ròng hoặc thặng dư xã hội (6). Ở các mức sản lượng khác, giá trị tương ứng của tổng giá sẵn lòng trả trừ tổng chi phí sản xuất sẽ nhỏ hơn diện tích (a+b) này. (Các vấn đề được phân tích ở cuối chương sẽ yêu cầu bạn chứng minh phát biểu này).

Tính toán định lượng giá trị xã hội ròng

1. Tính diện tích a: Phần diện tích a là một tam giác với đáy bằng 40 và đường cao

là 80. Diện tích a bằng ½ (40 nhân 80) = 1.600$.(7). 2. Tính diện tích b: Phần diện tích b là một tam giác khác có đáy bằng 40 và đường

cao 20, tính được giá trị diện tích là 400$. 3. Tổng diện tích (a+b) = 1.600$ + 400$ = 2.000$ = giá trị xã hội ròng. 4. Ở đây không cần tính diện tích phần c bởi vì nó nằm ngoài phương trình:

Giá trị xã hội ròng = (a+b+c) - (c) = (a+b). Các vấn đề để suy nghĩ (và giải quyết) cho ví dụ này

1. Điều gì sẽ xảy ra cho sự cân bằng hiệu quả xã hội và giá trị xã hội ròng nếu như MWTP = 200 - 2QD? Nếu như MC tăng gấp đôi thành MC = QS?

2. Ai là người nhận phần thặng dư xã hội này và tại sao nó được gọi là thặng dư?

(6) Trong chương 6, thặng dư xã hội ròng sẽ được liên hệ với những khái niệm về thặng dư người sản xuất và thặng dư người tiêu dùng. (7) Nhớ lại, trong chương 3, chúng ta đã xác định giao điểm với trục tung của đường MWTP bằng cách cho Qd = 0 trong phương trình MWTP.


Các mô hình mà chúng ta nghiên cứu trong sách này gắn với các nền kinh tế tại một thời điểm. Khi chúng ta thảo luận về khía cạnh thời gian của các vấn đề môi trường, thì việc phát triển các mô hình để xác định rõ các tác động này không thuộc phạm vi của sách này. Hiệu quả trong các mô hình của chúng ta là hiệu quả tĩnh. Nghĩa là, nó gắn với các thị trường và các hoạt động tại một thời điểm. Hiệu quả động xem xét đến sự phân phối các tài nguyên theo thời gian. Trong khi hai khái niệm đều bao gồm sự cân bằng giữa lợi ích biên với chi phí biên thì hiệu quả động sẽ phức tạp hơn, bởi vì sự đánh đổi giữa các điểm thời gian bao hàm các vấn đề về sự suy kiệt về các nguồn vốn môi trường, sự không thể đảo ngược, cho dù có chiết khấu các giá trị tương lai hay không v.v.(8) HIỆU QUẢ VÀ CÔNG BẰNG Trên phương diện toàn xã hội, sản xuất đạt mức hiệu quả khi lợi ích biên bằng với chi phí sản xuất biên, đó là khi lợi ích ròng đạt cực đại, không liên quan đến ai là người hưởng các lợi ích ròng đó. Hiệu quả không phân biệt các cá nhân với nhau. Một đô la trong lợi ích ròng của một cá nhân cũng được xem bằng với giá của một đô la đối với các cá nhân khác. Khái niệm tối ưu Pareto nói đến một trạng thái cân bằng được phát biểu rõ ràng hơn về trạng thái phúc lợi mà các cá nhân có thể có. Cân bằng tối ưu Pareto là tình trạng cân bằng ở đó không thể làm cho bất kỳ một người nào đó tốt hơn lên mà không làm cho người khác thiệt thòi. Tối ưu Pareto là một trạng thái cân bằng hiệu quả. Nhưng một trạng thái cân bằng hiệu quả có thể là tối ưu Pareto hay không còn phụ thuộc vào điểm xuất phát của nền kinh tế. Hiện trạng, hoặc tại thời điểm phân tích, sẽ có liên quan đến việc một trạng thái cân bằng hiệu quả có thỏa mãn tiêu chuẩn tối ưu Pareto hay không. Chúng ta sẽ giải quyết vấn đề này trong chương 10. Trong thực tế, trạng thái cân bằng có thể đạt hiệu quả nhưng không có cơ chế thị trường mà ở đó những “người thắng” có thể bồi thường cho những “người thua”. Đây là lý do vì sao sự phân phối thu nhập và của cải là sự quan tâm của các nhà kinh tế học. Khi một kết quả mang lại lợi ích cho người giàu với thiệt hại thuộc về người nghèo thì nó thường bị xem là bất bình đẳng. Nói theo cách khác, một kết quả có hiệu quả theo quan điểm ở phần trên thì không cần phải bình đẳng trên thực tế. Sự bình đẳng có quan hệ chặt chẽ với việc phân phối của cải trong xã hội. Nếu sự phân phối này được chú trọng như là sự công bằng cần thiết, thì các quyết định về các mức sản lượng thay thế có thể được tạo ra chỉ dựa vào tiêu chuẩn về hiệu quả. Nhưng nếu sự phân phối của cải không công bằng, thì bản thân tiêu chuẩn về hiệu quả có thể bị nhiều hạn chế. Sự phân phối thu nhập và của cải có thể có tác động đến cách phân bổ các tài nguyên. Tuy nhiên, khi nói như vậy, chúng ta phải thừa nhận là trong đánh giá các kết quả kinh tế, sự nhấn mạnh tương đối về hiệu quả và sự công bằng là một vấn đề gây ra rất nhiều tranh cãi. Đó là các tranh cãi trong các đấu trường chính trị, và là các cuộc tranh cãi cả trong chính các nhà kinh tế học. Vấn đề phân phối và công bằng được thảo luận xuyên suốt trong sách này. Chương 6 sẽ thuyết minh về các thuật ngữ mô tả các tác động phân phối của các chính sách môi trường. Trong chương 9, sự công bằng về kinh tế là một trong những tiêu chí để đánh giá các chính sách môi trường.

8 Khái niệm và cách tính chiết khấu được thảo luận trong chương 6


THỊ TRƯỜNG Vấn đề cốt lõi của phần này là: liệu rằng một hệ thống thị trường có cho ta kết quả đạt hiệu quả xã hội? Hệ thống thị trường này là một hệ thống mà các quyết định kinh tế chủ yếu về sản xuất bao nhiêu được đưa ra bởi sự tương tác hầu như tự do giữa người mua và người bán. Hiệu quả xã hội đòi hỏi sản xuất ở mức QE đơn vị sản lượng. Chúng ta có thể dựa hoàn toàn vào thị trường để xác định mức sản lượng này hay không?

Các nhà kinh tế lo lắng về vấn đề này bởi vì Canada, nhìn chung, là một nền kinh tế thị trường. Về mọi mặt, một hệ thống thị trường bình thường sẽ cho những kết quả kinh tế tốt hơn nhiều hệ thống khác. Một hệ thống thị trường cũng chứa đựng các cơ chế khuyến khích mà, trong nhiều trường hợp, có thể được khai thác nhằm mục tiêu cải thiện chất lượng môi trường. Một trong những cơ chế này là sự khuyến khích tối thiểu hóa chi phí có nguồn gốc từ quá trình cạnh tranh. Một cơ chế khác là động lực tìm kiếm các cách thức để sản xuất ra hàng hóa và dịch vụ rẻ hơn bằng các công nghệ khác nhau, nhập liệu rẻ hơn, hoặc thay đổi cơ cấu tổ chức tốt hơn. Nếu chúng ta có thể khai thác được các cơ chế này để giúp đạt được các mục đích môi trường thì cả hai nhiệm vụ của chúng ta sẽ dễ dàng hơn và chi phí cơ hội cho xã hội sẽ thấp hơn là nếu chúng ta cố để vứt bỏ toàn bộ hệ thống cũ và chấp nhận một bộ định chế khác.

Thị trường là một định chế nơi người mua và người bán các hàng hóa, dịch vụ hoặc các yếu tố sản xuất tiến hành trao đổi, thỏa thuận với nhau. Mọi người tìm kiếm kết quả tốt nhất cho họ. Người mua muốn trả một mức giá thấp, trong khi người bán muốn nhận được một mức giá cao. Tất cả các mục tiêu mâu thuẫn này sẽ được cân bằng thông qua sự điều chỉnh giá của thị trường. Trạng thái cân bằng được thiết lập tại điểm mà cung bằng với cầu.

Tại vị trí giao nhau, mức giá cân bằng và số lượng cân bằng được xác định. Điều này được minh họa trên hình 4-2, với QM là số lượng cân bằng được mua và bán trên thị trường, và PM là mức giá cân bằng. Để một thị trường làm việc hiệu quả, phải có sự cạnh tranh giữa các người bán và giữa các người mua. Không một ai trong đó đủ lớn để hoạt động của họ có thể làm ảnh hưởng đến giá thị trường, hoặc là có đủ quyền lực để có thể điều khiển cách mà thị trường hoạt động. Giá cả phải được tự do điều chỉnh.


Hình 4-2: Xác định điểm cân bằng trong thị trường cạnh tranh

Điểm cân bằng thị trường được xác định khi đường cầu (D) bằng đường cung (S). Theo trường hợp trên, mức giá cân bằng PM là 20$ và sản lượng cân bằng QM là 40. QM sẽ là mức sản lượng cân bằng đạt hiệu quả xã hội (QE) nếu như (D) giống với đường MWTP và (S) thể hiện cho đường chi phí xã hội biên. Điều này không chắc đúng trong trường hợp có các vấn đề môi trường nảy sinh do thất bại thị trường.

THỊ TRƯỜNG VÀ HIỆU QUẢ XÃ HỘI Có phải một thị trường không được kiểm soát giống trong hình 4-2 sẽ dẫn đến một mức cân bằng hiệu quả xã hội?

Đây là một vấn đề cơ bản trong kinh tế. So sánh hình 4-1 và hình 4-2. Chúng trông có vẻ giống nhau, nhưng thực sự có một điểm khác nhau lớn. Hình 4-1 thể hiện một mức sản lượng đạt hiệu quả xã hội cho một loại sản phẩm riêng biệt. Hình 4-2 thể hiện mức sản lượng và mức giá được xác lập trên thị trường cạnh tranh cho loại sản phẩm đó. Như vậy, có phải hai mức sản lượng này (QM và QE là 40 đơn vị) trên thực tế là giống nhau? Câu trả lời là đúng nếu như đường cung và đường cầu thị trường, như được vẽ trên hình 4-2, cũng là đường chi phí biên và đường giá sẵn lòng trả, như thể hiện ở hình 4-1. Đây mới là bản chất của vấn đề: Khi các giá trị môi trường được quan tâm đến, sẽ có rất nhiều khác nhau giữa giá trị thị trường và giá trị xã hội. Những thất bại thị trường là nguyên nhân gây ra sự khác nhau đó. Thất bại thị trường có thể ảnh hưởng đến cả bên cung cũng như bên cầu của thị trường.

Về phía cung, thất bại thị trường có thể tạo ra sự khác biệt giữa đường cung thị trường chuẩn và đường chi phí xã hội biên (hay chi phí biên thực tế). Về phía cầu, thất bại thị trường có thể tạo ra sự khác biệt giữa cầu thị trường và giá sẵn lòng trả biên của xã hội. Về phía cung, sự chênh lệch này gọi là “chi phí ngoại tác”, trong khi về phía cầu, khoản này gọi là “lợi ích ngoại tác”. Tóm lại,

Thất bại thị trường gây ra sự khác biệt giữa giá trị thị trường và giá trị xã hội, và có thể ngăn cản thị trường cạnh tranh đạt điểm cân bằng hiệu quả xã hội.

PM

Giá

a

b c

40 QM Xuất lượng

S

D

60 80 100 20

20

40

60

80

100


CHI PHÍ NGOẠI TÁC Khi các nhà kinh doanh trong một nền kinh tế thị trường ra một quyết định về sản xuất cái gì và sản xuất bao nhiêu, họ đều tính đến giá của sản phẩm mà họ sản xuất cũng như chi phí cho những thứ mà họ sẽ phải trả: lao động, nguyên vật liệu thô, máy móc, năng lượng, v.v. Chúng ta gọi các chi phí này là chi phí tư nhân của công ty; chúng là các khoản chi phí xuất hiện trong các báo cáo lời lỗ của công ty. Đối với một số công ty sản xuất đặt mục tiêu là tối đa hóa lợi nhuận thì sẽ cố gắng để giữ cho chi phí sản xuất của họ ở mức thấp nhất. Đây là kết quả quan trọng cho cả công ty và xã hội, bởi vì các nhập lượng luôn có một khoản chi phí cơ hội: chúng có thể được sử dụng để sản xuất những thứ khác. Hơn nữa, các công ty sẽ cố tìm cách để giảm các khoản chi phí khi mức giá tương đối của các nhập lượng thay đổi. Tuy nhiên, trong nhiều hoạt động sản xuất, có một dạng chi phí thể hiện chi phí thực tế của xã hội nhưng không có mặt trong các báo cáo lời lỗ của công ty. Chúng được gọi là chi phí ngoại tác hay chi phí xã hội. Chúng được gọi là “ngoại tác” bởi vì chúng là các chi phí thực tế đối với một số thành viên trong xã hội nhưng thông thường chúng sẽ không được đưa vào các khoản chi phí của công ty khi họ bắt đầu đưa ra quyết định về các nguyên liệu sẽ dùng hoặc mức sản lượng. Một cách khác để nói về điều này là: có những khoản chi phí là ngoại tác đối với công ty nhưng lại là nội tại đối với toàn xã hội. Một trong những kiểu chính của chi phí ngoại tác là khoản chi phí tổn thương cho con người do suy giảm môi trường. Cách đơn giản nhất để hiểu điều này là cho một ví dụ. Ví dụ: Nhà máy giấy thải chất thải vào dòng sông

Giả định một nhà máy giấy có vị trí ở đâu đó trên thượng nguồn của một con sông, và như thế, trong quá trình hoạt động, nhà máy đã thải một lượng lớn nước thải vào dòng sông. Nước thải chứa đầy vật liệu hữu cơ được sinh ra từ quy trình biến gỗ thành giấy. Các vật liệu thải này dần dần được chuyển hóa sang các dạng ôn hòa hơn bởi khả năng đồng hóa tự nhiên của nước sông. Tuy nhiên, trước khi điều đó diễn ra thì một số người ở hạ lưu đã bị ảnh hưởng bởi chất lượng nước sông kém đi. Các chất thải lây lan qua nguồn nước có thể làm suy giảm lượng cá trong dòng sông, ảnh hưởng đến những ngư dân ở hạ lưu. Dòng sông cũng có thể bị suy giảm về mỹ quan, ảnh hưởng đến những người thích bơi lội hoặc du thuyền trên sông. Nghiêm trọng hơn, nước sông có thể được dùng ở hạ lưu như là một nguồn nước cung cấp cho địa phương, và sự suy giảm chất lượng nước nghĩa là địa phương phải tiêu tốn nhiều hơn cho các quá trình xử lý trước khi nước có thể được phân phối để tiêu thụ. Tất cả các chi phí sinh ra ở hạ lưu này là các chi phí thực tế có quan hệ đến quá trình sản xuất giấy, và các chi phí này nhiều không kém các chi phí cho nguyên liệu thô, lao động, nhiên liệu... được sử dụng bên trong nhà máy đó. Trên quan điểm của nhà máy giấy, các chi phí ở hạ lưu này là các chi phí ngoại tác. Chúng là những chi phí do những người khác gánh chịu chứ không phải là những người ra quyết định cho hoạt động của nhà máy giấy. Báo cáo lời lổ của nhà máy giấy sẽ không chứa đựng hay nhắc đến bất kỳ các chi phí ngoại tác thực tế ở hạ lưu này. Thị trường thất bại bởi vì không tạo được các khuyến khích cho người sản xuất tính đến các khoản chi phí ngoại tác trong việc ra quyết định của họ; không có cách nào để giá cả thị trường của hàng hóa phản ánh được các ngoại tác này trong quá trình sản xuất.

Nếu chúng ta có mức sản lượng tại điểm hiệu quả xã hội, những quyết định về sử dụng tài nguyên phải tính đến cả hai loại chi phí – chi phí tư nhân của quá trình sản xuất giấy cộng


với mọi chi phí ngoại tác sinh ra từ các tác động môi trường bất lợi. Một cách toàn diện thì phải tính toán chi phí xã hội:

Chi phí xã hội = chi phí tư nhân + chi phí ngoại tác (môi trường) Phương trình này được đồ thị hóa trong hình 4-3. Đồ thị phía trên thể hiện mối liên hệ giữa mức sản lượng giấy với mức phát sinh của các chi phí ngoại tác ở hạ lưu. Đồ thị này thể hiện rằng chi phí ngoại tác biên sẽ gia tăng khi sản lượng giấy gia tăng. Đồ thị bên dưới biểu diễn đường cầu về giấy và chi phí biên tư nhân của quá trình sản xuất giấy. Điểm giao nhau giữa hai đường này hình thành mức giá PM và sản lượng QM. Đây là mức giá và sản lượng hình thành trong thị trường cạnh tranh, nơi mà những người sản xuất chi trả mà không quan tâm đến các chi phí ngoại tác. Nhưng chi phí xã hội biên, như thể hiện, trên thực tế sẽ cao hơn bởi vì nó bao gồm cả chi phí biên tư nhân và chi phí ngoại tác biên. Như vậy, mức sản lượng hiệu quả xã hội là Q* với một mức giá tương ứng là P*. So sánh giữa hai mức sản lượng và hai mức giá. Mức sản lượng của thị trường sẽ cao hơn nhiều so với mức sản lượng hiệu quả xã hội. Và giá thị trường thì thấp hơn nhiều so với mức giá hiệu quả xã hội. Không khó để hiểu được lý do của điều này. Chỉ xem xét các chi phí tư nhân thì công ty đang sử dụng nhiều nguồn đầu vào cần thiết để sản xuất mà không phải trả tiền. Các khoản không phải trả tiền này là các dịch vụ từ con sông cung cấp với giá rất rẻ cho công ty để vứt bỏ các sản phẩm phế thải. Thế nhưng, các dịch vụ này có thể là rẻ so với công ty nhưng lại không rẻ chút nào đối với toàn xã hội; thực tế, trong trường hợp này chúng ta có các chi phí do tổn hại đối với các người sử dụng ở hạ lưu đang không được nhà máy giấy quan tâm đến.Vì vậy, hệ thống thị trường cá nhân trong trường hợp này sản xuất ra quá nhiều giấy ở mức giá rất thấp nếu so với mức sản lượng và giá hiệu quả xã hội. Hầu hết các trường hợp hủy hoại môi trường bao gồm một hay nhiều loại chi phí ngoại tác. Nhà máy sản xuất điện thải các chất ô nhiễm không khí gây ảnh hưởng đến sức khỏe của những người sống dưới hướng gió. Những người sử dụng hóa chất thải ra các hơi độc gây ảnh hưởng đến những người sống trong vùng phụ cận. Các nhà thiết kế xây dựng các công trình trên đất không tính đến các khoản chi phí do sự suy giảm môi trường cảnh quan của cư dân địa phương v.v. Không chỉ có những hoạt động thương mại là gây ra các chi phí môi trường ngoại tác. Khi các cá nhân lái xe, khí thải từ ống khói xe góp phần làm ô nhiễm không khí, và khi họ vứt bỏ các vật liệu thải rắn (như các lon sơn cũ và các dung môi), họ có thể tác động đến chất lượng của môi trường địa phương.


Hình 4-3: Chi phí ngoại tác và kết quả thị trường

Đồ thị phía trên minh họa hàm chi phí ngoại tác biên của một nhà máy giấy thải nước thải chưa được xử lý vào một con sông. Chi phí ngoại tác là các khoản chi phí mà người dân và các công ty ở phía hạ lưu phải gánh chịu để làm sạch nước trước khi dùng. Đồ thị bên dưới thể hiện đường chi phí xã hội biên, đó là tổng của chi phí biên tư nhân và các chi phí ngoại tác cho mỗi đơn vị sản phẩm giấy được sản xuất. Sự cân bằng hiệu quả xã hội xảy ra tại điểm đường cầu (D) bằng với chi phí xã hội biên. Điểm cân bằng này có mức sản lượng (Q*) thấp hơn, và giá (P*) cao hơn so với điểm cân bằng thị trường (điểm mà đường cầu bằng với chi phí biên tư nhân, tạo ra điểm QM và PM).

Có nhiều dạng chi phí ngoại tác môi trường khác nhau. Hầu hết chúng, nhưng không phải tất cả, được thể hiện thông qua các mối liên kết vật lý giữa các bên, bao gồm người gây ô nhiễm và người bị thiệt hại. Tình huống đơn giản nhất là khi chỉ có hai người tham gia, một người gây ô nhiễm và một người chịu tổn hại (gọi là pollutee). Một nhà máy bột giấy ở thượng nguồn và một xí nghiệp ở hạ nguồn sử dụng nước sông trong các hoạt động sản xuất là một ví dụ. Có nhiều trường hợp một người gây ô nhiễm và nhiều người chịu tổn hại, như là một nhà máy điện thải khí SO2 gây ảnh hưởng đến nơi cư trú của cộng đồng dân cư dưới hướng gió. Một số trường hợp khác gồm nhiều người gây ô nhiễm nhưng chỉ có một người bị tổn hại. Ví dụ như các chất thải ra từ nhiều nông trại gây ảnh hưởng đến giếng nước của một gia đình riêng lẻ. Và cuối cùng là, có nhiều trường hợp mà cả bên gây ô nhiễm và bên bị tổn hại đều gồm nhiều người, lấy ví dụ, ô nhiễm không khí đô thị xuất phát từ các nguồn thải xe ô tô: mỗi người lái xe đồng thời vừa là người gây ô nhiễm và là

Số lượng

Giá

MEC

(Chi phí ngoại tác biên)

P*

QM Số lượng

Giá

D (Đường cầu) PM

Q*

MPC (Chi phí tư nhân biên)

MPC + MEC (Chi phí xã hội biên)


người gánh chịu ngoại tác. Tương tự như vậy là hiện tượng toàn cầu, như là hiệu ứng nhà kính. Có một số ngoại tác không bao gồm các liên kết vật lý. Sự suy thoái môi trường cảnh quan do sự phát triển đất đai không cẩn trọng là một ví dụ. Và cũng có một số ngoại tác không bao gồm các liên kết vật lý mà cũng không thuộc một không gian khép kín nào. Ví dụ như người dân tại một khu vực của một quốc gia có thể có cảm giác bị mất mát khi những người trong khu vực khác gây ra tổn hại cho một nguồn tài nguyên môi trường quan trọng – như là một loài động vật hay thực vật nào đó. Tài nguyên Tự do Tiếp cận

Một nguyên nhân chính của thất bại thị trường là sự hiện hữu của các tài nguyên tự do tiếp cận. Một tài nguyên tự do tiếp cận là một tài nguyên hoặc một tiện ích được để mở, quyền sử dụng không được kiểm soát bởi các cá nhân thấy được lợi ích trong việc sử dụng nguồn tài nguyên đó. Một ví dụ kinh điển từ lĩnh vực kinh tế tài nguyên là nguồn cá biển, nơi mà bất kỳ ai cũng có thể mua thuyền và thực hiện đánh bắt một cách tự do. Một ví dụ khác là đồng cỏ tự nhiên được để ngỏ cho bất kỳ ai thả gia súc của họ, hoặc là một cánh rừng mà bất kỳ ai cũng có thể đến và đốn gỗ. Trong môi trường tự nhiên, khí quyển là tài nguyên tự do tiếp cận hoàn toàn nhất. Bất cứ ai cũng có thể sử dụng khí quyển miễn phí như là nơi chứa chất thải. Các đại dương, nước ngầm và nhiều nguồn nước mặt khác cũng là các tài nguyên tự do tiếp cận. Thực tế, trong hoàn cảnh này, chúng ta không có quyền sở hữu tài sản(9). Không một ai sở hữu tài nguyên tự do tiếp cận. Không ai có thể buộc người khác phải ngừng sử dụng tài nguyên này. Và một kết quả tất yếu là các tài nguyên dạng này sẽ bị sử dụng một cách không hiệu quả. Để minh họa cho khái niệm tự do tiếp cận dẫn đến sử dụng kém hiệu quả, chúng ta xem xét ví dụ sau. Ví dụ: Ô nhiễm nước và chi phí xử lý

Giả thiết rằng có 4 công ty tương tự nhau nằm cạnh một cái hồ. Các công ty này dùng nước từ hồ đó để sản xuất các sản phẩm của họ, và thải các chất thải trở lại vào hồ. Các nguồn thải gây ra ô nhiễm cho nước hồ, điều này đòi hỏi mỗi công ty phải xử lý nước trước khi sử dụng trong sản xuất. Chi phí xử lý cho mỗi công ty phụ thuộc vào chất lượng môi trường xung quanh của hồ, và điều này dĩ nhiên lại phụ thuộc vào tổng phát thải của 4 công ty trên. Giả sử rằng chi phí cho xử lý nước cấp hiện tại là 40.000$ mỗi năm cho mỗi công ty. Một công ty mới đang dự định bắt đầu hoạt động trên bờ hồ này. Nếu như cộng thêm vào một lượng thải không xử lý của nó với bốn công ty kia thì sẽ làm cho chất lượng môi trường nước xung quanh bị suy giảm và làm tăng chi phí xử lý nước cho mỗi công ty lên mức 60.000$ mỗi năm. Khi công ty thứ 5 ra quyết định về vị trí và sự sản xuất của nó, nó sẽ phải tính thêm vào một khoản các chi phí hoạt động khác bao gồm 60.000$ mỗi năm do chi phí xử lý nước. Tuy nhiên, tổng các chi phí xã hội liên quan đến nước do các quyết định của công ty đó thì cao hơn. Tổng chi phí này bao gồm cả các chi phí ngoại tác gây ảnh hưởng cho 4 công ty kia, một khoản là 20.000$ thêm vào chi phí xử lý nước nếu công ty thứ 5 đặt cạnh hồ. Chi phí xã hội biên của việc cấp nước khi một công ty mới đặt cạnh hồ là 140.000$, bao gồm 60.000$ chi phí nội hàm của công ty mới, cộng với 80.000$ (20.000$ nhân 4) của chi phí ngoại tác đối với các công ty sẵn có bên hồ. Khoản này thường được gọi là ngoại tác do tự do tiếp cận, bởi vì chúng bắt nguồn từ sự kiện là các công ty đã có sự tiếp cận hồ nước không có kiểm soát.

(9) Quyền sở hữu tài sản được thảo luận chi tiết tại chương 10


Tiêu điểm của ví dụ này là các ngoại tác do quyết định của công ty thứ năm, nhưng mọi thứ đều giống nhau theo nghĩa chúng ta có thể kết luận giống nhau cho mỗi xí nghiệp. Họ sẽ ra các quyết định mà không quan tâm đến chi phí ngoại tác gây ra cho các công ty khác. Đây là bản chất của các ngoại tác dạng này, dạng mà chúng ta sẽ phân biệt với dạng ngoại tác đã bàn trước đây (trong ví dụ về nhà máy bột giấy ở thượng nguồn gây ra chi phí ngoại tác cho các người chịu tác hại ở hạ nguồn). Nhưng các ảnh hưởng của 2 dạng này là như nhau:

Đường cung thị trường sẽ thấp hơn đường chi phí sản xuất biên xã hội khi có các ngoại tác trong quá trình sản xuất.

Nếu một ai đó sở hữu một đồng cỏ tự nhiên, hoặc một khu rừng, người đó có khả năng sẽ không cho những người khác xâm lấn vào, hoặc có thể buộc họ phải trả tiền cho việc sử dụng tài nguyên này, hoặc cách khác là kiểm soát mức độ tiếp cận chúng. Nhưng một khi một tài nguyên hay tiện ích được để ngỏ tiếp cận tự do thì sẽ không có cách nào để đảm bảo rằng mức độ sử dụng tài nguyên làm tối đa hóa giá trị.

Ví dụ: Sự tắt nghẽn đường xá

Sự tắt nghẽn đường xá minh họa việc không giới hạn tiếp cận đưa đến sự không hiệu quả. Con đường thì không phải là một tài nguyên thiên nhiên, nhưng là một tiện ích do con người tạo ra. Nhưng bản chất của vấn đề không kiểm soát tiếp cận là như nhau, và có lẽ sẽ dễ hiểu hơn khi dùng ví dụ cụ thể này. Ví dụ dùng các giả định được đơn giản hóa để chúng ta có thể nêu bật được bản chất của vấn đề. Có một con đường nối giữa 2 điểm, gọi là điểm A và điểm B. Các con số trong bảng 4-1 thể hiện thời gian di chuyển tiêu tốn trung bình để đi từ điểm A đến điểm B theo con đường này, như là một hàm phụ thuộc vào số người lái xe đang sử dụng con đường. Lấy ví dụ, nếu chỉ có 1 người di chuyển trên đường, sẽ phải tốn 10 phút để đi từ A đến B (ta giả sử là tốc độ giới hạn được tôn trọng). Tương tự, có 2 hoặc 3 người lái xe trên đường, thời gian di chuyển trung bình vẫn là 10 phút. Nhưng khi số phương tiện giao thông tăng lên là 4, thời gian di chuyển trung bình tăng lên là 11 phút. Điều này là bởi vì sự tắt nghẽn: các xe cộ sẽ bắt đầu dành phần đường của các xe khác, và tốc độ trung bình bị giảm xuống. Khi số lượng các xe cộ tiếp tục gia tăng, sự tắt nghẽn cũng gia tăng, vì thế thời gian di chuyển sẽ dài hơn.

Bây giờ, giả định bạn đang xem xét sử dụng con đường này để đi từ A đến B, và đã có sẵn 5 xe đang sử dụng nó. Xa hơn, giả định rằng bạn có một tuyến đường khác mà sẽ mất 18 phút để đi đến B. Chúng ta giả sử là bạn biết tình trạng giao thông và kết quả về thời gian di chuyển. Khi chọn con đường này bạn sẽ tiết kiệm được 4 phút so với đường kia. Quyết định của cá nhân bạn là sẽ sử dụng con đường này. Nhưng, đứng trên phương diện “xã hội”, trong trường hợp này, cả việc bạn cộng với tất cả các xe khác trên đường, thì không đạt hiệu quả.

Bảng 4-1: Quan hệ giữa thời gian di chuyển và số lượng xe trên đường

Số lượng xe (chiếc) Thời gian trung bình di chuyển từ A đến B (phút) 1 2 3 4 5 6 7 8

10 10 10 11 12 14 18 24


Khi bạn đi vào con đường có sẵn 5 xe đang lưu thông, sự tắt nghẽn tăng thêm gây ra sự gia tăng thời gian di chuyển trung bình thêm 2 phút đối với những người đang sử dụng con đường đó. Bốn phút cá nhân bạn có được đó được đánh đổi bằng một chi phí di chuyển là 10 phút (5 xe nhân với thời gian 2 phút mỗi xe) của các xe khác. Điều này có nghĩa là – nếu chúng ta cho tất cả các phút cùng một giá trị - thì phần thiệt hại ròng của xã hội là 6 phút khi bạn quyết định sử dụng con đường đó. Vấn đề phát sinh bởi vì con đường không có sự giới hạn tiếp cận, và trong việc sử dụng nó, mọi người có thể gây ra các chi phí ngoại tác cho các người khác thông qua hình thức gia tăng sự ách tắc và kéo dài hơn thời gian di chuyển. Các tác động cũng tương tự khi một người đánh cá tham gia vào một ngư trường; khi đánh bắt một phần trong nguồn cá cung cấp, người đó đã làm giảm đi phần đánh bắt được của các người khác. Khi một người nông dân đưa gia súc vào một đồng cỏ chung, và không có các điều luật đối với việc sử dụng đồng cỏ đó, người đó làm giảm phần thức ăn có thể được sử dụng cho các đàn khác trên đồng cỏ đó. Chúng ta có thể thấy rằng điều này được liên hệ với khái niệm về chi phí ngoại tác. Khoản chi phí gia tăng khi một người sử dụng một tài nguyên tự do tiếp cận gây ra cho những người khác sử dụng tài nguyên đó thực chất là các chi phí ngoại tác đối với các người sử dụng này nhưng lại là chi phí nội hàm đối với toàn bộ nhóm các người sử dụng. Khi một cá nhân có một quyết định sử dụng hay không và sử dụng bao nhiêu đối với một tài nguyên tự do tiếp cận, họ tính đến khoản chi phí và lợi ích mà sẽ tác động trực tiếp đến chính họ. Một số người có thể tính đến các ngoại tác họ gây ra cho người khác, nhưng đa số người sẽ không như vậy. Và kết quả sẽ là, như ví dụ về con đường ở trên, mức độ sử dụng tài nguyên đó cao hơn mức được gọi là hiệu quả xã hội.

Một cách tổng quát,

Khi chi phí ngoại tác hiện hữu, thị trường tư nhân thông thường sẽ không tạo ra mức sản lượng hiệu quả xã hội.

Thất bại thị trường có thể vì thế phải cần đến chính sách công để giúp đưa nền kinh tế hướng về phía hiệu quả xã hội. Điều này đôi khi có thể được tiến hành bằng cách điều chỉnh luật lệ, như là các điều luật về quyền sở hữu, để cho thị trường sẽ hoạt động đạt hiệu quả. Đối với các trường hợp khác, có lẽ cần đến sự can thiệp trực tiếp hơn của chính quyền. Chương 10 đến chương 14 thảo luận về các vấn đề này chi tiết hơn. Còn bây giờ, chúng ta xem xét đến phía cầu của thị trường và một nguồn gốc thất bại thị trường quan trọng khác, đó là lợi ích ngoại tác.

LỢI ÍCHNGOẠI TÁC Một lợi ích ngoại tác là một khoản lợi ích mà một ai đó bên ngoài có được từ quyết định về tiêu dùng hoặc sử dụng hàng hóa hay tài nguyên tạo ra ngoại tác. Khi mà việc sử dụng một đối tượng nào đó dẫn đến một lợi ích ngoại tác thì giá sẵn lòng trả của thị trường cho đối tượng đó sẽ thấp hơn giá sẵn lòng trả của xã hội. Xem xét các ví dụ sau đây. Ví dụ: Máy cắt cỏ không gây tiếng ồn

Giả định một máy cắt cỏ không gây tiếng ồn sẽ mang lại khoản lợi ích tăng thêm là 50$ mỗi năm cho người mua nó. Như vậy, đây chính là khoản tăng thêm tối đa mà người đó sẽ sẵn lòng để trả cho cái máy này so với một máy cắt gây tiếng ồn. Nhưng giả định rằng


việc sử dụng máy cắt mới này của người đó sẽ tạo ra 20$ lợi ích tăng thêm cho hàng xóm trong mỗi năm, do giảm bớt tiếng ồn. Số 20$ lợi ích này của người hàng xóm chính là lợi ích ngoại tác cho người sở hữu máy xén cỏ đó. Người sở hữu này ra quyết định mua chỉ dựa trên các lợi ích sinh ra cho chính họ mà thôi. Theo đó, giá sẵn lòng trả biên cho máy cắt cỏ không gây tiếng ồn là hơn 50$, trong khi lợi ích xã hội biên (“xã hội” trong trường hợp này chỉ bao gồm người sở hữu máy và người láng giềng) là 70$ (của người sở hữu máy là 50$ và người láng giềng 20$). Ví dụ: Các lợi ích sinh thái từ đất nông nghiệp Một nông dân có đất ở ngoại ô của một đô thị. Người nông dân canh tác trên đất đó và bán các sản phẩm cho người trong thành phố. Dĩ nhiên, mối quan tâm chính của người nông dân là thu nhập anh ta thu được từ công việc kinh doanh đó, và anh ta ra các quyết định về mức nhập liệu cũng như sản lượng, dựa vào tác động của chúng lên thu nhập. Nhưng mảnh đất sản xuất nông nghiệp đó còn sản sinh ra nhiều lợi ích khác nữa, bao gồm làm nơi trú ngụ cho chim và các động vật nhỏ, và các giá trị cảnh quan cho những người qua đường. Những lợi ích này, về phương diện xã hội thì là lợi ích nội tại, nhưng trên phương diện của người nông dân thì đó lại là lợi ích ngoại tác. Chúng không hiện hữu trong bất kỳ sự tính toán lời lỗ nào của anh ta; chúng là các lợi ích bên ngoài của các quyết định nông nghiệp của anh ta. Trong trường hợp này, giá trị nông nghiệp của miếng đất đối với người nông dân thấp hơn giá sẵn lòng trả của xã hội để có một miếng đất nông nghiệp như thế.

Khi thảo luận các kiến thức cơ bản của cung và cầu, các nhà kinh tế thường sử dụng các ví dụ về các loại hàng hóa thật đơn giản, không có các lợi ích ngoại tác. Nông dân sản xuất và cung cấp rất nhiều triệu trái táo mỗi năm. Đường cầu cá nhân và thị trường của táo là dễ dàng xác định. Nếu chúng ta muốn biết tổng số táo đã được mua, một cách đơn giản là chúng ta cộng các lượng táo đã được mua bởi từng người trong thị trường. Sự tiêu dùng của mỗi người không tác động đến người khác. Trong trường hợp này, đường cầu thị trường sẽ thể hiện chính xác tổng giá sẵn lòng trả biên của người tiêu thụ táo. Nhưng trong trường hợp gồm cả các lợi ích ngoại tác, điều này không đúng như thế nữa. Chúng ta có thể nhận thức điều này bằng cách xem xét một dạng hàng hóa vốn mang các lợi ích ngoại tác trên qui mô lớn – loại hàng hóa mà theo các nhà kinh tế là hàng hóa công cộng.

Hàng hóa công cộng

Hãy xem xét sự cung cấp các dịch vụ quốc phòng. Một khi hệ thống phòng thủ hiện diện, với tất cả các loại vũ khí và con người, thì mọi người trong quốc gia đó đều nhận được dịch vụ này. Một khi dịch vụ này được tạo sẵn cho một người, những người khác không bị loại trừ khỏi việc được sử dụng cùng dịch vụ ấy. Điều này được gọi là tính không độc chiếm (non-exclusion), và đây là một trong những tính chất đặc trưng của một hàng hóa công cộng. Đó là một loại hàng hóa mà, nếu được sản xuất ra cho một người nào đó có thể sử dụng thì tự động những người khác cũng có thể sử dụng.

Một ví dụ khác về hàng hóa công cộng là không khí sạch. Nếu không khí bao xung quanh thành phố không bị ô nhiễm nghiêm trọng, bất kỳ ai trong thành phố cũng có thể thở không khí đó mà không làm giảm khả năng sử dụng nó đối với các người khác trong thành phố. Đây là tính chất thứ hai của hàng hóa công cộng – tính không cạnh tranh (non-rivalness). Sự tiêu thụ không khí sạch của tôi không làm giảm sự tiêu thụ của bạn. Điều này rất khác so với các hàng hóa cá nhân. Nếu tôi mua và ăn một trái táo thì bạn sẽ không thể dùng trái


táo đó được nữa. Lưu ý cẩn thận rằng quyền sở hữu của nhà cung cấp không phải là đặc tính cho một hàng hóa công cộng. Mặc dù trong 2 ví dụ trên đều cần đến sự tham gia của chính phủ, nhưng một hàng hóa công cộng được đặc trưng bởi các đặc tính tự nhiên của nó – không độc chiếm và không cạnh tranh – chứ không đặc trưng bằng hình thức tổ chức cung cấp nó. Lấy ví dụ, các tín hiệu radio là miễn phí đối với mọi người sử dụng máy thu, nhưng hầu hết các trạm thu phát được sở hữu bởi các cá nhân.

Chất lượng môi trường là một hàng hóa công cộng cần thiết. Nếu như số lượng của tầng ozon được gia tăng thì mỗi người trên thế giới sẽ được hưởng lợi. Các thị trường tư nhân có khả năng sẽ không cung cấp hàng hóa công cộng đủ so với mức hiệu quả. Tóm lại,

Hàng hóa công cộng mang các đặc tính không cạnh tranh và không độc chiếm – có sự tiêu thụ chung đối với hàng hóa và một khi nó được cung cấp, mọi người đều có thể thụ hưởng hàng hóa đó cho dù họ có trả tiền cho việc tiêu thụ nó hay không. Chất lượng môi trường là một hàng hóa công cộng.

Tổng cầu đối với hàng hóa công cộng Nhu cầu của con người đối với một hàng hóa công cộng thể hiện bằng giá sẵn lòng trả biên của họ, giống như nhu cầu đối với một hàng hóa cá nhân. Sự khác nhau là ở cách thức gộp lại các đường cầu cá nhân từ nhiều người tiêu dùng.Ví dụ chi tiết minh họa cho sự phức tạp mà hàng hóa công cộng mang đến cho nền kinh tế thị trường.

Ví dụ: Kiểm soát phân bón chảy tràn vào hồ

Xem xét một hồ nước ngọt nhỏ, tại bờ hồ có hai gia đình cư ngụ. Những người sống trong hai gia đình đó dùng hồ nước này cho các mục đích giải trí; nhưng thật không may, chất lượng nước hồ lại bị nhiễm bẩn bởi phân bón đổ ra từ các nông trại xung quanh. Phân bón là nguyên nhân làm tảo phát triển ồ ạt trong hồ. Điều này làm hạ thấp hàm lượng oxy hòa tan (DO) của hồ và nhiều loài cá không thể sống nổi. Thêm vào đó, hồ trở nên không thích hợp để bơi lội do sự bùng phát của tảo. Oxy hòa tan là một chỉ thị cho chất lượng môi trường và được đo bằng đơn vị phần triệu (ppm). Có thể làm sạch nước bằng cách mỗi gia đình mua một hợp chất để trung hòa phân bón và cải thiện nồng độ oxy hòa tan. Tuy nhiên, chi phí biên của việc xử lý là một hàm phát sinh, được cho bởi phương trình MCxử lí = 5 + 2Q, với Q là nồng độ DO cần đạt. Mỗi hộ sẵn lòng trả cho các quá trình xử lý cần thiết theo hàng tháng. Hàm MWTP(10) của các gia đình này được cho bởi:

MWTPA = 14 - 2QA. MWTPB = 6 - QB.

Bảng 4-2 thể hiện giá sẵn lòng trả biên của mỗi hộ cho việc làm gia tăng chất lượng nước và chi phí biên gộp. Nó cũng thể hiện giá sẵn lòng trả, là tổng của các giá trị cá nhân. Chúng ta có thể tổng hợp MWTP của hai hộ bằng cách cộng các hàm MWTP để cho ra MWTPtổng = 20 – 3Q.

Bảng 4-2: Cầu cá nhân và cầu tổng cho sự gia tăng DO trong hồ

Giá sẵn lòng trả biên ($/tháng) DO (ppm) Hộ A Hộ B Tổng Chi phí kiểm soát biên

0 14 6 20 5 (10) Hàm MWTP của mỗi hộ là đường cầu nghịch biến với chất lượng nước.


1 2 3 4 5 6 7

12 10 8 6 4 2 0

5 4 3 2 1 0 0

17 14 11 8 5 2 0

7 9

11 13 15 17 19

Lưu ý rằng chi phí biên là một hàm tăng: khi hồ nước trở nên sạch hơn thì chi phí biên của việc tiếp tục cải thiện cũng sẽ gia tăng. Đây cũng là một đặc tính của hàng hóa công cộng. Nếu chỉ một hộ gia đình mua chất xử lí, chất lượng nước vẫn sẽ được cải thiện cho cả hai gia đình. Mức cân bằng đạt được là bao nhiêu? Đáp án được thể hiện bằng phương pháp đại số, phương pháp đồ thị và bằng sự khảo sát bảng số liệu. Từ bảng 4-2, lưu ý rằng chi phí biên và giá sẵn lòng trả biên tổng bằng nhau tại điểm mà DO bằng 3ppm. Tại các mức thấp hơn mức này, tổng giá sẵn lòng trả cho một hồ sạch hơn vượt quá chi phí biên để có được điều đó; do vậy, trên quan điểm của 2 hộ gia đình với nhau, việc chi trả nhiều hơn cho sự cải thiện chất lượng nước là được mong muốn. Nhưng ở các mức độ cao hơn 3ppm, tổng giá sẵn lòng trả lại rơi xuống thấp hơn chi phí biên. Do đó, 3ppm là mức chất lượng nước hồ hiệu quả xã hội. Điều này cũng được xác định bằng phương pháp đại số. Để tính được mức chất lượng nước đạt hiệu quả xã hội, cho hàm MWTP tổng bằng với hàm MC, tính ra:

20 - 3Q = 5 + 2Q

Q = 3 Điều này cũng có thể được mô tả bằng đồ thị như hình 4-4. Hai đồ thị phía trên thể hiện giá sẵn lòng trả biên của từng hộ gia đình, được vẽ từ phương trình bên trên hoặc từ bảng 4.2. Với các hàng hóa cá nhân, khi cộng các đường cầu cá nhân lại, thì lượng cầu cá nhân tại mỗi mức giá được cộng lại với nhau để trở thành lượng cầu tổng. Nhưng đối với hàng hóa công cộng, trên thực tế thì mọi người đều tiêu thụ một lượng như nhau. Các đường cầu cá nhân phải được tổng hợp theo một cách khác hơn so với hàng hóa cá nhân. Nguyên tắc như sau: để có được đường tổng cầu cá nhân cho một hàng hóa công cộng, tiến hành cộng MWTP của mỗi người tại mỗi lượng hàng hóa nhất định.(11)

Trong hình 4-4, lấy ví dụ tại mức chất lượng nước là 2ppm, giá sẵn lòng trả biên lần lượt là 10$ và 4$ mỗi tháng cho các hộ A và B. Tổng giá sẵn lòng trả tại mức chất lượng nước này là 14$. Đồ thị dưới cùng thể hiện hàm tổng giá sẵn lòng trả biên (hay là hàm cầu), hàm chi phí biên (MC) và mức chất lượng nước đạt hiệu quả (Q*). Chúng ta đã xác định được mức chất lượng nước đạt hiệu quả, vấn đề tiếp theo là liệu có hay không một hệ thống thị trường cạnh tranh - nơi mà các doanh nghiệp tìm kiếm các cơ hội kiếm lợi mới - có thể làm giảm chất gây ô nhiễm trong hồ tới mức hiệu quả xã hội. Giả sử một công ty tư nhân cố gắng bán các thiết bị cho 2 hộ gia đình. Công ty đó đi đến gia đình A và cố thu được một khoản bằng với giá sẵn lòng trả thực tế của gia đình

(11) Tổng của các đường cầu cá nhân cho một hàng hóa cá nhân có thể được nghĩ như là một phép tổng ngang – cộng các lượng cầu tại một mức giá nhất định. Còn tổng của đường cầu cá nhân đối với một hàng hóa công cộng thì tiến hành theo chiều đứng – tại một mức sản lượng hàng hóa nhất định, giá sẵn lòng trả của mỗi người khi xác định trên đường cầu của họ chính là giá trị để cộng. Điều này là bởi vì sự phân chia trong tiêu thụ hàng hóa, so với hàng hóa cá nhân là loại hàng hóa mà sự tiêu dùng là độc chiếm đối với từng cá nhân.


đó. Nhưng gia đình A có thể biết rằng một khi hồ được làm sạch, thì việc làm sạch đó là cho mọi người, không liên quan đến việc họ phải đóng góp bao nhiêu. Và vì thế, hộ A sẽ có động cơ để trả thấp hơn so với giá sẵn lòng trả thực tế của họ với hy vọng rằng gia đình kia sẽ đóng góp đủ để trang trải cho chi phí làm sạch hồ. Nhưng dĩ nhiên, gia đình kia có lẽ cũng phản ứng theo cách giống như thế. Khi liên quan đến một hàng hóa công cộng, mỗi người có lẽ đều có một động cơ để ăn theo người khác. Người ăn theo (free rider) là người trả tiền cho một hàng hóa thấp hơn giá sẵn lòng trả thực tế của mình; là người trả quá thấp so với những lợi ích mà mình nhận được.

Cũng nên lưu ý rằng chúng ta đã không tìm một mức giá cân bằng cho hàng hóa công cộng, bởi vì không có một mức giá cân bằng theo nhận thức thông thường. Sản lượng cân bằng có thể được thay trở lại vào hàm MWTP tổng để xác định giá trị là 11$, nhưng thị trường sẽ không bán hết hàng ở mức giá đó. Mức giá 11$ là vượt quá giá sẵn lòng trả biên cho khoản làm sạch nước của gia đình B. Và gia đình A sẽ muốn 1,5 đơn vị nước sạch tại mức giá 11$ cho mỗi đơn vị chứ không phải là 3 đơn vị. Thị trường tư nhân không thể hoạt động để cung cấp hàng hóa công cộng dạng này. Không có cách để xác lập một mức giá đồng nhất cho tất cả người tiêu dùng vừa bao hàm cả chi phí biên của người cung cấp vừa bằng với giá sẵn lòng trả biên của mọi người tiêu dùng. Và bởi vì vấn đề ăn theo, các công ty tư nhân sẽ rất khó khăn để xác định giá sẵn lòng trả thực tế của một người đối với một hàng hóa công cộng.

Tổng kết lại: Sự cải thiện chất lượng môi trường về cơ bản là hàng hóa công cộng. Một người sản xuất tư nhân loại hàng hóa công cộng không thể sử dụng đường tổng

cầu để xác định một mức giá đồng nhất cho tất cả người tiêu dùng. Mỗi một người tiêu dùng phải được tính tiền theo giá sẵn lòng trả biên đối với hàng hóa đó để đạt được một trạng thái cân bằng mà tại đó cầu bằng cung.

Nhưng, một người sản xuất tư nhân không thể rút ra giá sẵn lòng trả biên của mỗi cá nhân cho hàng hóa đó do có vấn đề “người ăn theo”.

Cho nên, các sự cải thiện chất lượng môi trường (hàng hóa công cộng) nói chung sẽ không được thị trường tư nhân cung cấp ở mức hiệu quả về mặt xã hội.


Hình 4-4: Xây dựng đường cầu hàng hóa công cộng và sản lượng hiệu quả xã hội

Hàm số giá sẵn lòng trả biên cho 2 hộ được biểu diễn bằng đồ thị. Tổng giá sẵn lòng trả là số tổng của giá sẵn lòng trả biên của từng hộ cho một lượng DO nhất định trong nước của họ. Tại mức DO là 2ppm, hộ A sẵn lòng trả 10$ và hộ B sẵn lòng trả 4$, tổng giá sẵn lòng trả là 14$. Điểm cân bằng đạt hiệu quả xã hội được xác định tại nơi tổng giá sẵn lòng trả biên bằng với chi phí biên để cải thiện chất lượng nước, Q* = 3ppm.

Khi không thể dựa vào hệ thống thị trường để đưa ra sản lượng hàng hóa công cộng hiệu quả, thì chúng ta phải cần đến dạng thể chế phi thị trường, bao gồm một hay nhiều dạng hoạt động tập thể. Trong ví dụ về hồ nước, các gia đình có thể hành động chung, có thể thông qua hội các chủ nhà, để phân chia công việc làm sạch hồ nước. Dĩ nhiên, vấn đề “ăn theo” sẽ vẫn tồn tại ngay trong hội này; nhưng, nếu vấn đề không quá nghiêm trọng, các mối quen biết cá nhân và áp lực đạo đức có thể đủ mạnh để vượt qua vấn đề đó. Tuy nhiên, khi có hàng ngàn, thậm chí hàng triệu người tham gia, như thường thấy trong hầu hết các vấn đề môi trường, vấn đề “ăn theo” chỉ có thể được kiểm soát một cách hiệu quả với các hoạt động tập thể trực tiếp hơn, thông qua cơ quan chính phủ có quyền đặt thuế hay ra qui định. Trong các trường hợp này, mục đích không phải là nhằm thay thế hoàn toàn các quá trình của thị trường. Điều chúng ta muốn làm là thêm vào sự giám sát công cộng đầy đủ

Chi phí biên MC

Tổng giá sẵn lòng trả

4

8

12

16

20

3 2 3 4 0

Hộ A

5 6 7

Mức oxy hòa tan (DO) G

iá

4

8

12

16

20

3 2 3 4 0

Hộ B

5 6 7

Mức oxy hòa tan (DO)

Giá

4

8

12

16

20

3 2 3 4 0

Tổng các hộ

5 6 7

Mức oxy hòa tan (DO)

Giá

MWTPB

MWTPA

MWTPA+B

Q*


đối với hệ thống thị trường để chúng ta cuối cùng đạt được mức chất lượng môi trường hiệu quả và được phân phối đều. Chương 5 sẽ đưa ra một cái nhìn chặt chẽ hơn đối với các vấn đề này. TÓM TẮT

Mục đích chính của chương này là áp dụng một mô hình thị trường vào các vấn đề chất lượng môi trường. Thị trường là thể chế mà người mua và người bán tương tác lẫn nhau thông qua số lượng và giá cả của các loại hàng hóa hay dịch vụ nhất định. Điểm giao nhau giữa đường cung và đường cầu thể hiện sản lượng và mức giá duy nhất có thể thỏa mãn đồng thời cả người mua lẫn người bán. Sản lượng này được gọi là sản lượng hiệu quả, bởi vì nó là mức sản lượng duy nhất mà tại đó giá sẵn lòng trả biên bằng với chi phí sản xuất biên.

Hai lý do chính được đưa ra để giải thích tại sao và khi nào các vấn đề về chất lượng môi trường nảy sinh, mức giá và sản lượng của thị trường sẽ không đạt được hiệu quả đầy đủ trên phương diện xã hội. Nói chung, lý do chính cho điều này là có sự tồn tại của chi phí ngoại tác và lợi ích ngoại tác.Trong các vấn đề về môi trường, chi phí ngoại tác là các thiệt hại mà con người gánh chịu từ các tác động môi trường nhưng không được đưa vào tính toán bởi các công ty, các cơ quan công cộng hoặc người tiêu thụ mà các quyết định của họ gây ra vấn đề. Một trường hợp kinh điển là ô nhiễm nước từ một nhà máy giấy ở thượng nguồn gây thiệt hại cho những người sử dụng nước ở hạ nguồn. Một trường hợp quan trọng khác là chi phí ngoại tác mà người sử dụng tài nguyên tự do tiếp cận tác động lẫn nhau thông qua việc không kiểm soát sử dụng nguồn tài nguyên đó. Lợi ích ngoại tác là khoản lợi ích sinh ra cho người khác hơn là cho trực tiếp người mua hay người nhận hàng hóa đó. Một ví dụ cổ điển của lợi ích ngoại tác là hàng hóa công cộng, đó là các hàng hóa hay dịch vụ mà khi chúng được cung cấp cho một người, sẽ tự động cung cấp cho người khác.

Đối với chi phí ngoại tác, lợi ích ngoại tác, hàng hóa công cộng, và nguồn tài nguyên tự do tiếp cận, không thể dựa vào thị trường để có được mức chất lượng môi trường đạt hiệu quả. Cần có các chính sách môi trường để điều chỉnh các thất bại thị trường này. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Hiệu quả động Tính không cạnh tranh Hiệu quả kinh tế Nguồn tài nguyên tự do tiếp cận Công bằng Tối ưu Pareto Chi phí ngoại tác hay chi phí xã hội Người chịu ô nhiễm Sự ăn theo Chi phí tư nhân Thất bại thị trường Hàng hóa công cộng Giá trị xã hội ròng Hạch toán chi phí xã hội Tính không độc chiếm Hiệu quả xã hội Giá trị phi thị trường Hiệu quả tĩnh


BÀI TẬP

1. Bên dưới là các thành phần đường cầu chất lượng không khí xung quanh của 3 người. Chất lượng không khí (chỉ gồm các giá trị nguyên) được đo bằng đơn vị μg/m3 (microgram SO2 trên mỗi mét khối thể tích không khí). Nếu chi phí biên của việc làm giảm nồng độ SO2 xung quanh là 40$ cho mỗi μg/m3, thì mức chất lượng không khí hiệu quả xã hội là gì, giả định rằng “xã hội” trong trường hợp này chỉ gồm 3 người đó thôi?

Chi phí loại bỏ Sulphur

(USD/μg/m3)

Lượng cầu Giá của nước cam

(cent/lit) A B C

60 50 40 30 20 10 0

1.400 1.300 1.200 1.100 1.000 900 800

1.200 1.100 1.000 900 800 700 600

1.500 1.400 1.300 1.200 1.100 1.000 9000

0 10 20 30 40 50 60

2. Theo ví dụ trên, chứng minh rằng mức chất lượng không khí hiệu quả xã hội tối đa hóa

giá trị xã hội ròng.

3. Giả định rằng câu hỏi 1 không liên quan đến chất lượng không khí mà liên quan đến nhu cầu sử dụng nước cam mỗi năm của 3 người đó. Trong trường hợp này giá tính là cent cho mỗi lít. Giả sử chi phí biên của quá trình sản xuất nước cam là 40cent. Tổng lượng nước cam hiệu quả cho 3 người đó là bao nhiêu?

4. Sử dụng bảng 4-2 và các phương trình cơ bản, chứng minh rằng một công ty tư nhân sẽ không thể cung cấp một hàng hóa công cộng tại một mức giá mà thị trường tiêu thụ hết.

5. Xem xét ví dụ về 2 gia đình trên hồ. Giả định hồ đã được làm sạch tại mức hiệu quả và tổng chi phí của việc làm sạch này được chia bằng nhau đối với các gia đình (các giá trị ở đây được tính tròn). Trong trường hợp đó, có phải cả hai gia đình đều tốt hơn? Chứng minh câu trả lời bằng số học. Những vấn đề gì sẽ phát sinh trong sự phân chia các khoản chi phí của hàng hóa công cộng?


1. Mối liên hệ giữa hàng hóa công cộng và tài nguyên tự do tiếp cận là gì?

2. Một số hàng hóa có vẻ là hàng hóa công cộng như sóng radio, các dịch vụ hải đăng, và thậm chí là cảnh sát và các dịch vụ vệ sinh có thể được cung cấp bởi các công ty tư nhân. Tại sao lại có điều này? Có phải là có sự khác nhau giữa các hàng hóa công cộng này với các dịch vụ môi trường? Nếu phải, thì sự khác nhau đó là gì?

3. Tại sao chúng ta lại quan tâm đến việc đạt được hiệu quả xã hội? Có phải sản lượng ở mức hiệu quả xã hội nhất thiết là phải công bằng? chúng có nên công bằng không?


CHƯƠNG 5

KINH TẾ HỌC VỀ CHẤT LƯỢNG MÔI TRƯỜNG

Chương 4 chỉ ra rằng khi có ngoại tác, tài nguyên tự do tiếp cận, hoặc hàng hóa công, hệ thống thị trường sẽ không đạt được trạng thái cân bằng hiệu quả xã hội. Hiệu quả xã hội là một khái niệm chuẩn tắc trong kinh tế học. Đó là dạng tuyên bố “điều đó sẽ là gì”. Nghiên cứu yếu tố tác động đến chính sách công giải quyết các vấn đề môi trường là một dạng kinh tế học chuẩn tắc. Các mục tiêu chính sách cần bao nhiêu SO2 trong không khí, bao nhiêu phốt phát trong hồ nước, hoặc bao nhiêu lượng chất độc hại trong đất và làm thế nào thực hiện được các mục tiêu này? Kinh tế học thực chứng nghiên cứu các sự kiện thực tế đã xảy ra như thế nào, khó khăn nào cần vượt qua. Sản lượng thị trường thực tế và giá tương ứng của nó là các vấn đề nghiên cứu của kinh tế học thực chứng. Các câu hỏi đại loại như một nhóm nhà máy nhiệt điện nào đó phát thải ra bao nhiêu sulphur đioxít (SO2) và yếu tố nào quyết định lượng nhiên liệu sử dụng là các câu hỏi của kinh tế học thực chứng. Một số bước tổng quát trong phân tích chính sách chuẩn tắc:

1. Nhận dạng mức mục tiêu chất lượng môi trường. Mức mục tiêu có thể dựa vào mức phát thải hoặc mức tích tụ chất thải trong môi trường.

2. Quyết định phân chia các mức mục tiêu chất lượng môi trường này cho các nhà sản

xuất như thế nào. 3. Quyết định các công cụ chính sách để đạt được mức mục tiêu. Phần 4 sẽ khảo sát

kỹ các công cụ chính sách này. 4. Đặt câu hỏi nên phân phối lợi ích và chi phí của chương trình môi trường như thế

nào và sự phân phối này có hợp lý hay không. Phần 3 sẽ đề cập đến các phương pháp tính lợi ích và chi phí.

Chương này tập trung vào bước đầu tiên: xác định mức mục tiêu chất lượng môi trường. Xây dựng chính sách môi trường có hiệu quả hay không phụ thuộc vào việc có được dữ liệu các biến số kinh tế và kỹ thuật đúng đắn hay không. Chất gây ô nhiễm ảnh hưởng đến chất lượng môi trường như thế nào? Nhà sản xuất và người tiêu dùng phản ứng như thế nào với các chính sách? Trong nhiều trường hợp, chúng ta biết nhiều về phản ứng của nhà sản xuất và người tiêu dùng hơn là mối liên kết giữa chất gây ô nhiễm và chất lượng môi trường. Mặc dù khoa học môi trường ngày càng khám phá ra nhiều điều về mối liên kết này nhưng vẫn còn rất nhiều dữ kiện không chắc chắn. Các nhà khoa học chưa hiểu hết các tác động khác nhau của chất gây ô nhiễm lên môi trường. Có thể kể một số ví dụ về sự không chắc chắn khoa học này – chẳng hạn như các tranh luận về nguyên nhân gây hiện tượng thay đổi khí hậu, hợp chất nào trong nước thải của nhà máy giấy gây bệnh cho các bãi nuôi sò.


MỨC Ô NHIỄM MỤC TIÊU – MÔ HÌNH TỔNG QUÁT Chẳng có một chính sách công riêng lẻ nào có thể giải quyết được tất cả các vấn đề môi trường khác nhau. Nhưng chúng ta có thể dùng một mô hình đơn giản để xây dựng nền tảng cho bất kỳ tình huống chính sách nào. Mô hình này thể hiện một sự đánh đổi đơn giản thường áp dụng cho tất cả các hoạt động kiểm soát ô nhiễm. Một mặt việc giảm chất thải góp phần làm giảm thiệt hại mà con người phải gánh chịu do ô nhiễm môi trường; mặt khác, việc giảm chất thải lại sử dụng những nguồn lực lẽ ra có thể được dùng vào việc khác. Ví dụ, giảm phát thải sulphur điôxít của một nhà máy nhiệt điện sẽ làm giảm ô nhiễm không khí và lắng tụ axít. Chất lượng môi trường sẽ tăng và làm lợi cho con người và hệ sinh thái. Nhưng để giảm phát thải, nhà máy phải lắp đặt thiết bị giảm ô nhiễm hoặc chuyển qua dùng nhiên liệu chứa ít sulphur hơn (chẳng hạn khí thiên nhiên). Điều này làm tăng chi phí sản xuất. Nếu nhà máy có thể chuyển chi phí này cho khách hàng gánh chịu, giá điện sẽ tăng. Người tiêu dùng sẽ tiêu dùng ít hàng hóa hơn. Mô hình đơn giản trong chương này sẽ trình bày dạng đánh đổi như thế này. Thiệt hại do ô nhiễm Nói thiệt hại do ô nhiễm là nói đến tất cả những tác động bất lợi mà người sử dụng môi trường phải gánh chịu do suy thoái môi trường. Ví dụ một nhà máy đưa chất thải vào dòng sông làm ngộ độc các loài thủy sản, làm con người không thể sử dụng cá bắt được từ dòng sông này nữa. Chất độc nhiễm vào cá bắt đầu tham gia vào chuỗi thức ăn, làm ngộ độc các loài khác ăn những con cá bị nhiễm độc ban đầu – chẳng hạn như chim đại bàng hoặc chim ưng. Các thành phố ở lưu vực sông phải bỏ thêm chi phí để xử lý độc tố ra khỏi nguồn nước sinh hoạt v.v. Ô nhiễm không khí gây thiệt hại đến sức khỏe con người. Các ca tử vong tăng lên từ bệnh ung thư phổi, viêm phổi kinh niên đều liên quan đến mức độ các chất ô nhiễm không khí tăng cao, như sunphua điôxít, sợi amiăng, phóng xạ radon. Ô nhiễm không khí còn gây thiệt hại vật chất – làm xuống cấp vật liệu (ví dụ, các công trình điêu khắc ngoài trời ở thành phố Florence có từ thời Phục Hưng nay phải đem vào bảo quản trong nhà do ô nhiễm không khí) hoặc làm hạn chế tầm nhìn. Ngoài những thiệt hại gây ra cho con người, sự hủy hoại môi trường có thể gây ra ảnh hưởng quan trọng đối với nhiều yếu tố khác của hệ sinh thái. Các ảnh hưởng đó, như sự hủy hoại thông tin di truyền ở những loài động thực vật sắp bị tuyệt chủng, rốt cuộc sẽ có ý nghĩa quan trọng đối với nhân loại. Đánh giá giá trị thiệt hại môi trường là một trong những công việc hàng đầu của các nhà khoa học môi trường và các nhà kinh tế học môi trường, và chúng ta sẽ bàn vấn đề này trong chương 7. Nói chung, ô nhiễm càng nhiều thì thiệt hại gây ra càng lớn. Để mô tả mối quan hệ giữa ô nhiễm và thiệt hại, chúng ta sẽ dùng khái niệm hàm thiệt hại.

Một hàm thiệt hại thể hiện mối quan hệ giữa số lượng chất thải và giá trị thiệt hại của chất thải đó.

Có các dạng hàm số thiệt hại khác nhau: Hàm thiệt hại theo lượng phát thải (Emission damage functions) thể hiện mối quan

hệ giữa lượng phát thải từ một hoặc nhiều nguồn nào đó và thiệt hại môi trường gây ra từ lượng phát thải đó.


Hàm thiệt hại theo mức độ tích tụ (Ambient damage functions) thể hiện mối quan hệ giữa mức độ tích tụ của chất thải trong môi trường xung quanh và thiệt hại gây ra.

Hàm thiệt hại biên (Marginal damage functions) thể hiện mức thay đổi thiệt hại từ sự

thay đổi một đơn vị phát thải hay một đơn vị mức độ tích tụ. Tổng thiệt hại (Total damages) là tổng thiệt hại tại mỗi mức phát thải. Trong chương này chúng ta sẽ tập trung phát triển mô hình tổng quát bằng hàm thiệt hại biên. Các hình dạng hàm thiệt hại biên Hình 5-1 minh họa nhiều dạng hàm thiệt hại biên khác nhau. Hai hàm trên cùng là các hàm thiệt hại biên theo lượng phát thải; trục hoành thể hiện lượng phát thải vào môi trường trong một khoảng thời gian nào đó. Sử dụng các đơn vị chính xác (pound, tấn v.v.) trong bất cứ trường hợp cụ thể nào phụ thuộc vào từng chất ô nhiễm liên quan. Trục tung thể hiện thiệt hại môi trường dưới dạng tiền tệ. Xét theo những con số thực tế, thiệt hại môi trường có thể bao gồm nhiều loại tác động khác nhau: số km bờ biển bị ô nhiễm, số người nhiễm bệnh phổi, số lượng động vật bị tiêu diệt, lượng nước bị nhiễm bẩn v.v. Tất cả mọi trường hợp ô nhiễm môi trường thường bao gồm nhiều hình thức tác động khác nhau, bản chất của những tác động này phụ thuộc vào chất gây ô nhiễm có liên quan cũng như thời gian và địa điểm phát thải. Để xem xét những tác động này một các toàn diện, ta cần phải gộp chúng thành một đại lượng đơn nhất. Ta sử dụng đơn vị tiền tệ cho mục đích này. Đôi khi ta có thể dễ dàng biểu diễn thiệt hại bằng đơn vị tiền tệ; chẳng hạn dễ dàng biết người ta chi bao nhiêu tiền cho chi phí phòng ngừa để tránh bị tác hại của ô nhiễm (ví dụ lắp lớp cách âm dày hơn để tránh tiếng ồn; mua kính đeo mắt, quần áo bảo vệ ngăn ngừa tác hại tia cực tím; mua nước uống đóng chai khi hệ thống nước máy bị nhiễm bẩn). Tuy nhiên trong nhiều trường hợp, thường rất khó đánh giá giá trị thiệt hại biên (chúng ta sẽ khảo sát kỹ trong chương 7). Hàm thiệt hại biên theo lượng phát thải ở biểu đồ (a) hình 5-1 cho thấy những thiệt hại biên ban đầu chỉ tăng vừa phải nhưng sau đó lại tăng nhanh hơn khi lượng chất thải ngày càng nhiều. Các công trình nghiên cứu của các nhà khoa học môi trường và kinh tế học cho thấy dường như đây là dạng đường biểu diễn tiêu biểu của nhiều loại chất gây ô nhiễm. Khi lượng chất thải ít, thiệt hại biên có thể tương đối nhỏ; mức độ tích tụ chất gây ô nhiễm ở môi trường xung quanh thấp đến nỗi chỉ có những người nhạy cảm nhất trong cộng đồng dân cư mới bị ảnh hưởng. Nhưng khí lượng phát thải tăng lên, các mức thiệt hại cũng tăng vọt, và khi lượng phát thải tăng cao hơn nữa, mức thiệt hại biên trở nên rất cao bởi vì các tác động môi trường ngày càng phát tán và trầm trọng. Biểu đồ (b) thể hiện một hàm thiệt hại biên theo lượng phát thải có hình dạng gần giống như trong biểu đồ (a) (tức là cho thấy thiệt hại biên tăng dần), nhưng bắt đầu ở mức cao hơn trên trục tung và tăng nhanh hơn. Biểu đồ này có thể biểu diễn một chất độc có ảnh hưởng chết người ngay cả khi lượng phát thải rất thấp. Hai biểu đồ dưới cùng trong hình 5-1 là các hàm thiệt hại biên theo mức độ tích tụ. Trục tung thể hiện giá trị tiền tệ của các mức thiệt hại, và trục hoành chỉ mức độ tích tụ chất ô nhiễm trong môi trường xung quanh, chẳng hạn đơn vị là phần triệu (ppm). Biểu đồ (c) thể hiện một hàm phức tạp, tăng ở những mức độ tích tụ thấp, sau đó có xu hướng biến thiên


đều cho đến khi đạt đến những mức tích tụ cao hơn nhiều thì các mức thiệt hại tăng nhanh hơn. Hàm số này có thể đúng với những chất chẳng hạn như một chất ô nhiễm không khí ở mức độ tích tụ tương đối thấp đã gây ra thiệt hại rõ rệt đối với một số người nhạy cảm và ở mức tích tụ tương đối cao thì gây ra thiệt hại cho tất cả mọi người, trong khi ở chặng giữa thiệt hại biên không tăng nhanh. Biểu đồ (d) thể hiện một hàm thiệt hại biên theo mức độ tích tụ bắt đầu từ bên phải của gốc tọa độ rồi sau đó tăng tuyến tính theo mức độ tích tụ trong môi trường xung quanh. Hình 5-1: Các hàm thiệt hại biên tiêu biểu

Các biểu đồ (a) và (d) minh họa một đặc tính trên thực tế còn nhiều tranh cãi. Chúng có các mức ngưỡng: là những trị số của lượng phát thải và mức độ tích tụ trong môi trường xung quanh mà dưới những trị số đó thì thiệt hại biên bằng không. Như vậy, chất gây ô nhiễm có thể tăng đến những mức ngưỡng này mà không làm cho các mức thiệt hại tăng lên chút nào. Như ta sẽ thấy trong các chương kế tiếp, việc giả định có hay không một mức ngưỡng trong hàm thiệt hại của một số chất ô nhiễm nào đó có ảnh hưởng quan trọng đối với chính sách kiểm soát môi trường trong thực tế. Đã có rất nhiều lý lẽ hùng hồn bảo vệ việc hàm thiệt hại cho một loại chất ô nhiễm nào đó có hay không có các mức ngưỡng. Hàm thiệt hại biên: Các đặc tính Hàm thiệt hại biên là yếu tố chủ yếu trong các phân tích chính sách chuẩn tắc. Phần này sẽ khảo sát các đặc tính của hàm thiệt hại biên. Mặc dù có thể phân tích hàm thiệt hại theo lượng phát thải hoặc theo mức độ tích tụ, chúng ta sẽ sử dụng hàm theo lượng phát thải vì sẽ dễ thiết lập các chính sách kiểm soát ô nhiễm hơn khi nhận dạng được nguồn phát thải. Trong khi hình 5-1 thể hiện các hàm thiệt hại biên phi tuyến, trong phần còn lại của chương này và các chương tiếp theo, chúng ta sẽ sử dụng hàm thiệt hại tuyến tính để dễ

Thiệt hại

$

Lượng chất thải (tấn/năm) Lượng chất thải (kg/năm)

Thiệt hại

$

Thiệt hại

$

Thiệt hại

$

Mức độ tích tụ (ppm) Mức độ tích tụ (ppm)

Các hình trên biểu diễn hàm thiệt hại biên theo lượng phát thải và theo mức độ tích tụ. Biểu đồ (a) và (b) thể hiện hàm phát thải, biểu đồ (c) và (d) là hàm mức độ tích tụ. Hàm thiệt hại biên minh họa các độ dốc đường thiệt hại biên khác nhau, phụ thuộc vào loại phát thải và địa điểm phát thải.

(a) (b)

(c) (d)


dàng tính toán minh họa. Hình 5-2 thể hiện hai hàm thiệt hại biên có lượng phát thải ở trục hoành theo đơn vị phát thải trên mỗi đơn vị thời gian. Để đơn giản việc phân tích chúng ta có 2 giả thiết: Chất ô nhiễm là đơn chất, không tích tụ và được phân bổ đều. Không có mức ngưỡng, nghĩa là mỗi hàm thiệt hại biên đều xuất phát từ gốc tọa độ. Chúng ta sẽ thay đổi các giả thiết này trong mục 4 và 5. Trong khi đọc phần này, hãy nghĩ kết quả của chúng ta sẽ thay đổi như thế nào nếu chất thải là không tích lũy hoặc không có ngưỡng. Hàm thiệt hại biên được ký hiệu là MD và mức phát thải là E, được mô tả bằng các hàm số sau: MD1 = 0.4E MD2 = 0.6E Đầu tiên xem xét hàm MD1. Một đặc tính chủ yếu của hàm này là mối quan hệ giữa thiệt hại biên và tổng thiệt hại.

Chiều cao của đường thiệt hại biên thể hiện tổng thiệt hại biến đổi bao nhiêu nếu lượng phát thải thay đổi một mức nhỏ.

Khi mức phát thải là E1 = 30, thiệt hại biên là $12. Nếu mức phát thải tăng 1 tấn, từ 30 lên 31 tấn, thiệt hại cho người tiếp xúc với lượng phát thải này tăng $12; tương tự, nếu lượng chất thải giảm một lượng nhỏ, tổng thiệt hại sẽ giảm $12. Bởi vì chiều cao của đường MD, đo trên trục tung y, đo lường mức thiệt hại biên, diện tích dưới đường này giới hạn bởi tung độ gốc và mức phát thải thể hiện tổng thiệt hại của mức chất thải này. Trong trường hợp đường thiệt hại biên MD1 và mức phát thải 30 tấn, tổng thiệt hại là diện tích b, là một tam giác có diện tích $180 (30$12). Tại mức phát thải 30 tấn, thiệt hại biên của MD2 là $18 và tổng thiệt hại là diện tích (a+b) = $270. Do đó:

Tổng thiệt hại của một mức phát thải cho trước là diện tích dưới đường MD giới hạn từ gốc 0 đến mức phát thải đó.


Hình 5-2: Hàm thiệt hại biên cho chất ô nhiễm không tích lũy và không có mức ngưỡng

Những yếu tố nào giải thích cho sự khác biệt giữa MD1 và MD2 trong hình 5-2? MD2 có thể là tình huống có rất nhiều người bị một chất ô nhiễm ảnh hưởng, chẳng hạn như ở khu vực đô thị, trong khi MD1 có thể áp dụng cho khu vực nông thôn ít người; nghĩa là ít người thì ít thiệt hại. Một khả năng khác là, các hàm số này có thể áp dụng chung cho một nhóm người, nhưng ở vào những thời điểm khác nhau. Hàm thiệt hại biên MD2 có thể là tình huống khi có sự nghịch chuyển nhiệt độ làm chất thải bị giữ lại trong thành phố và tạo ra mức tích tụ chất thải tương đối cao. MD1 có thể là hàm thiệt hại trong điều kiện gió bình thường do đó hầu hết chất thải bị thổi ra ngoài thành phố. Như vậy, cùng lượng chất thải ở hai thời điểm khác nhau có thể tạo ra những mức thiệt hại rất khác biệt do những cơ chế vận hành của môi trường thiên nhiên. Bây giờ chúng ta sẽ xem xét khía cạnh còn lại của mối quan hệ đánh đổi – chi phí kiểm soát chất thải. Có hai câu hỏi: Tại sao mức phát thải mục tiêu không bằng không? Có cần phải luôn luôn xem xét chi phí? Chi phí giảm ô nhiễm Chi phí giảm ô nhiễm là những chi phí để giảm lượng chất thải vào môi trường, hoặc chi phí làm giảm bớt mật độ tích tụ trong môi trường xung quanh. Xét trường hợp nhà máy bột giấy nằm ở thượng nguồn dòng sông. Nhà máy này tạo ra một lượng lớn chất thải hữu cơ. Cách rẻ nhất để giải quyết lượng chất thải này là đổ chúng xuống sông. Nhưng nhà máy cũng có thể giảm lượng phát thải này bằng những công nghệ kiểm soát ô nhiễm hoặc thay đổi quá trình sản xuất (ví dụ dùng công nghệ tẩy không có clo). Chi phí thực hiện các hoạt động này được gọi là “chi phí giảm ô nhiễm”, bởi vì đó là chi phí gián tiếp làm giảm hay giảm trực tiếp lượng chất thải đổ xuống sông. Có nhiều cách để giảm lượng phát thải như

5 10 15 20 25 30 35

4

8

12

16

20

a

b

$

Chất thải (tấn/năm)

Đồ thị trên thể hiện hai hàm thiệt hại biên. Trục tung biểu diễn giá trị thiệt hại biên của mỗi loại chất thải. Nếu lượng chất thải là 30 tấn, thiệt hại biên cho MD1 là $12, với MD2 là $18. Tổng giá trị thiệt hại được tính bằng diện tích dưới đường MD, từ gốc đến mức phát thải đang xem xét. Tại mức phát thải 30 tấn, tổng thiệt hại là diện tích b=$180 đối với MD1 và diện tích (a+b) = $270 đối với MD2.

MD2

MD1


thay đổi công nghệ sản xuất, chuyển đổi nguồn nhập lượng, tái chế chất thải, xử lý chất thải, loại bỏ một địa điểm v.v. Chi phí giảm ô nhiễm thường mỗi nguồn mỗi khác, tùy thuộc vào nhiều yếu tố khác nhau. Chi phí giảm lượng thải SO2 từ một nhà máy điện hẳn nhiên sẽ khác với chi phí giảm khói độc hại từ các nhà máy hoá chất. Ngay cả đối với những nguồn tạo ra cùng loại chất thải, chi phí giảm ô nhiễm cũng có thể khác nhau do có những khác biệt về đặc điểm công nghệ của quá trình vận hành. Có nguồn tương đối mới, sử dụng công nghệ sản xuất hiện đại, trong khi có nguồn lại sử dụng công nghệ cũ gây ô nhiễm nhiều hơn. Có thể biểu diễn hàm chi phí giảm ô nhiễm bằng đại số và bằng đồ thị. Ta thể hiện ý tưởng này bằng cách sử dụng khái niệm chi phí giảm ô nhiễm biên.12 Đơn vị trên các trục vẫn như cũ: lượng chất gây ô nhiễm trên trục hoành, và giá trị tiền tệ trên trục tung. Chi phí giảm chất thải biên thể hiện chi phí tăng thêm để giảm được một đơn vị chất thải, hay nói cách khác là chi phí tiết kiệm nếu lượng chất thải tăng lên một đơn vị. Trên trục hoành, các đường chi phí giảm ô nhiễm biên xuất phát từ lượng chất thải không được kiểm soát, tức là lượng chất thải trước khi thực hiện bất cứ hành động kiểm soát nào. Nói chung, chúng hướng lên phía trên về bên trái, cho thấy chi phí giảm ô nhiễm biên tăng dần. Trong chương 3, chúng ta đã thấy đường chi phí biên hướng lên trên về bên phải. Đường chi phí giảm ô nhiễm biên đi theo chiều ngược lại bởi vì sản phẩm chúng ta sản xuất ở đây lại là lượng chất thải giảm. Điểm mấu chốt cần ghi nhớ khi xem xét các hình vẽ trong mô hình tổng quát là

Chúng ta đọc lượng chất thải từ bên trái sang phải dọc theo trục hoành, và đo lường lượng ô nhiễm giảm từ phải qua trái.

Hình 5-3 minh họa ba hàm chi phí giảm ô nhiễm biên phi tuyến khác nhau mà chúng ta có thể thấy trong thực tế. Gọi MAC là chữ viết tắt đại diện cho chi phí giảm ô nhiễm biên. Biểu đồ (a): Đường MAC tăng lên rất ít khi giảm những lượng chất thải đầu tiên,

nhưng sau đó tăng lên rất nhanh khi lượng chất thải trở nên tương đối ít. Biểu đồ (b): Đường MAC tăng liên tục. Biểu đồ (c): Đường MAC có chiều hướng giảm trong giai đoạn ban đầu, sau đó lại tăng

dần. Hàm này có thể đại diện cho một tình huống trong đó chỉ có thể cắt giảm những lượng nhỏ ban đầu bằng các phương tiện kỹ thuật đòi hỏi phải đầu tư ban đầu rất lớn. Đối với những mức cắt giảm cao hơn, chi phí giảm ô nhiễm biên thực tế có thể giảm xuống khi người ta sử dụng những kỹ thuật này triệt để hơn. Tuy nhiên cuối cùng chi phí giảm ô nhiễm sẽ tăng.

12 Hàm chi phí gi m ô nhi m biên là đ o hàm b c m t c a hàm t ng chi phí gi m ô nhi m.


Hình 5-3: Các hàm chi phí giảm ô nhiễm biên tiêu tiểu

Các đặc tính của hàm chi phí giảm ô nhiễm biên Để khảo sát các đặc tính của chi phí giảm ô nhiễm biên, ta hãy xem xét Hình 5-4; hình này thể hiện hai đường MAC co hàm số tuyến tính như sau:

MAC1 = 60 – 4E MAC2 = 75 – 5E

Từ hình vẽ (hay cho MAC = 0 trong mỗi phương trình và giải ra E), ta có thể thấy mức phát thải khi chưa có kiểm soát là 15 tấn mỗi tháng cho cả hai nguồn. Từ mức 15 tấn này, các đường MAC hướng lên trên về bên trái. Điều này có nghĩa chi phí giảm ô nhiễm biên tăng khi lượng phát thải giảm. Tại mức phát thải 10 tấn một tháng, MAC1 =$20 và MAC2 =$25. Khi giảm lượng phát thải đến 0, chi phí giảm ô nhiễm cho đơn vị cuối cùng này là $60 đối với nhà máy 1 và $75 đối với nhà máy 2. Do đó, càng giảm lượng phát thải nhiều, chi phí giảm thải biên càng lớn. Chú ý rằng khi vẽ hàm số tuyến tính cắt trục tung, chúng ta giả sử rằng tồn tại công nghệ giảm ô nhiễm đến mức bằng 0 với một chi phí nhất định. Nếu đường MAC trông giống biểu đồ (a) trong hình 5-3, không có công nghệ nào có thể giảm mức ô nhiễm bằng 0. Dĩ nhiên cũng còn một cách mà người gây ô nhiễm có thể giảm lượng phát thải xuống bằng 0, đó là ngừng hoạt động gây ra ô nhiễm, nghĩa là đóng cửa nhà máy hoặc thay đổi sản phẩm sản xuất, và cuối cùng gây ra ảnh hưởng kinh tế rất lớn. Nếu nguồn gây ô nhiễm chỉ là một nhà máy nhỏ trong một ngành công nghiệp lớn có nhiều nhà máy tương tự, chi phí thực từ việc đóng cửa nhà máy là không lớn. Thực sự, điều này ảnh hưởng rất ít đến giá cả hàng hóa, mặc dù cũng có một số tác động đáng kể lên việc làm và phúc lợi của cộng đồng địa phương. Nhưng nếu chúng ta đề cập đến chi phí giảm ô nhiễm biên cho cả ngành công nghiệp – chẳng hạn ngành công nghiệp hóa dầu ở Ontario hay Alberta – thì giải pháp đóng cửa để giảm ô nhiễm xuống bằng không là một giải pháp rất đắt giá. Như bất kỳ đồ thị biên nào, chúng ta có thể ước lượng cả giá trị biên tế và tổng giá trị. Nếu lượng phát thải hiện tại là 10 tấn/tháng, giá trị trên trục tung cho biết chi phí biên để có

Chất thải Chất thải Chất thải

$ $ $

(a) (b) (c)

Các biểu đồ trên minh họa đường chi phí giảm ô nhiễm biên. Trong biểu đồ (a), khi mới giảm chất thải, chi phí tăng rất chậm, sau đó khi giảm nhiều hơn thì chi phí tăng nhanh. Biểu đồ (b) cho thấy chi phí tăng tương đối đều khi lượng chất thải giảm. Biểu đồ (c) cho thấy khi mới giảm lượng chất thải, chi phí biên giảm do tính quy mô kinh tế của công nghệ giảm ô nhiễm. Cuối cùng chi phí biên sẽ tăng khi lượng chất thải giảm dần về 0.


thêm một đơn vị chất thải giảm được. Khu vực dưới đường MAC, giới hạn bởi điểm phát thải ban đầu là 15 tấn/tháng và bất cứ mức phát thải nào chính là tổng chi phí giảm thải đến mức phát thải đó. Đối với MAC1, tổng chi phí giảm ô nhiễm để có được mức phát thải 10 tấn/tháng bằng diện tích b = $50 (diện tích tam giác = 1/25$20). Tổng chi phí giảm ô nhiễm của nhà máy 2 là diện tích a+b = $62,5 (diện tích tam giác = 1/25$25).

Điểm mấu chốt cần nhớ khi tính tổng chi phí giảm ô nhiễm (TAC) là phải đọc đồ thị từ phải qua trái.

Hình 5-4: Chi phí giảm ô nhiễm biên cho một loại chất thải

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 2 4 6 8 10 12 14 16

Chất thải (tấn/tháng)

$

Điều gì làm độ dốc hai đường MAC khác nhau khi chúng đều đại diện cho cùng một chất thải? Lý do thông thường thường là sự khác nhau trong công nghệ kiểm soát ô nhiễm. MAC1 sử dụng công nghệ kiểm soát ô nhiễm rẻ hơn so với MAC2, có thể là do ở hai nhà máy khác nhau và nhà máy MAC2 được xây từ lâu còn nhà máy MAC1 thì mới hơn.13 Thay đổi công nghệ do đó có thể hạ thấp đường MAC cho một loại chất thải xác định. Chúng ta có thể dễ dàng đo lường chi phí nhà máy tiết kiệm hàng năm khi áp dụng công nghệ mới. Giả sử rằng lượng chất thải của nhà máy là 10 tấn/tháng. Có thể tiết kiệm được diện tích a nếu nhà máy áp dụng công nghệ mới. Chúng ta đã biết rằng, diện tích a+b=$62.5 và b=$50, do đó chi phí tiết kiệm được là $12.5/tháng. Kiểu phân tích này rất quan trọng khi ta các dạng chính sách kiểm soát ô nhiễm khác nhau, bởi vì một trong những tiêu chí đánh giá chính sách là chính sách đó tạo động lực tiết kiệm được bao nhiêu chi phí khi nhà máy đầu tư vào lĩnh vực nghiên cứu và phát triển để tạo ra công nghệ kiểm soát ô nhiễm mới.

13 ng MAC c a cùng m t nhà máy c ng có th khác nhau n u xét t i hai th i đi m khác nhau.

MAC1 và MAC2 đại diện cho 2 nguồn phát thải (hoặc 1 nguồn phát thải tại hai thời điểm khác nhau) có mức phát thải ban đầu là 15 tấn/tháng khi không có biện pháp kiểm soát ô nhiễm. Ở mức 10 tấn phát thải (nghĩa là giảm được 5 tấn) MAC1 = $20 và MAC2=$25. Tổng chi phí để giảm từ 15 tấn xuống 10 tấn là diện tích b đối với nguồn phát thải 1 ($50/tháng) và diện tích a+b đối với nguồn 2 ($62,5/tháng). Chi phí tiết kiệm được khi áp dụng công nghệ của nguồn 1 là a ($12,5/tháng).

MAC2

MAC1

a

b


Tổng hợp chi phí giảm ô nhiễm biên Hầu hết các chính sách môi trường, đặc biệt ở cấp tiểu bang và liên bang, đều nhắm vào việc kiểm soát lượng chất thải từ một số nguồn gây ô nhiễm chứ không phải từ một nguồn gây ô nhiễm đơn lẻ. Làm thế nào để tổng hợp chi phí giảm ô nhiễm biên của một nhóm các công ty (trong cùng một ngành công nghiệp hoặc cùng địa phương) khi chi phí ô nhiễm biên của từng công ty khác nhau? Quá trình tổng hợp này sẽ cho thấy một khái niệm quan trọng trong việc thiết kế chính sách môi trường hiệu quả. Hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của một công ty cho thấy cách thức giảm ô nhiễm tốn ít chi phí nhất; còn đối với nhóm các công ty, đó là hàm chi phí giảm ô nhiễm biên gộp. Biểu đồ (a) và (b) trong hình 5-5 vẽ lại MAC1 và MAC2 từ hình 5-4. Biểu đồ (c) là đường chi phí giảm ô nhiễm biên gộp. Khi chúng ta có 2 nguồn (hay bất kỳ con số nào nhiều hơn 1) với chi phí giảm ô nhiễm khác nhau, chi phí giảm ô nhiễm gộp sẽ phụ thuộc vào cách chúng ta tính tổng lượng phát thải của các nguồn như thế nào. Nguyên tắc chung là

Để tổng hợp chi phí giảm ô nhiễm biên, phải cộng theo chiều ngang các hàm số của cá nhân để tạo ra mức chi phí giảm ô nhiễm biên gộp thấp nhất có thể.

Hình 5-5 minh họa một ví dụ làm thế nào tổng hợp các chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau. Các bước thực hiện như sau: Ví dụ: Tổng hợp các đường MAC như thế nào 1. Chọn một mức chi phí giảm ô nhiễm biên nhất định, chẳng hạn $40/tháng. 2. Tìm xem mỗi nhà máy giảm bao nhiêu với chi phí này. Với chi phí $40, nhà máy 1 sẽ

muốn giảm 5 tấn một tháng trong khi nhà máy 2 sẽ giảm 7 tấn một tháng. 3. Cộng các mức phát thải lại với nhau: 5 tấn + 7 tấn = 12 tấn. 4. Lặp lại quá trình với các mức chi phí giảm ô nhiễm biên khác. 5. Vẽ đường chi phí biên gộp như trong biểu đồ (c) của hình 5-5.


Hình 5-5: Tổng hợp các đường chi phí giảm ô nhiễm biên

Tổng hợp các đường MAC cần đến nguyên tắc cân bằng biên – là ý tưởng đã được giới thiệu trong chương 4. Để có được đường chi phí giảm ô nhiễm biên gộp tối thiểu, các mức phát thải gộp phải được phân bổ giữa các nguồn phát thải sao cho chúng đều có cùng chi phí giảm ô nhiễm biên. Bắt đầu xem xét tại mức 12 tấn/tháng trên đường MAC gộp. Rõ ràng 12 tấn này có thể được phân bổ cho các nguồn theo nhiều cách khác nhau: 6 tấn cho mỗi nguồn, 10 tấn cho một nguồn và 2 tấn cho nguồn còn lại v.v. Nhưng chỉ có một cách phân bổ tạo ra chi phí giảm ô nhiễm biên gộp thấp nhất; đó là cách phân bổ sao cho các nguồn phát thải đều có chi phí giảm ô nhiễm biên bằng nhau. Đường MAC được xây dựng sao cho thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên. MỨC PHÁT THẢI HIỆU QUẢ XÃ HỘI

Đối với một chất thải nhất định được thải ra từ một địa điểm nhất định trong khoảng thời gian nhất định, mức phát thải hiệu quả xã hội là mức tương ứng với điểm tại đó hàm thiệt hại biên bằng hàm chi phí giảm ô nhiễm biên.

Chúng ta sẽ biểu diễn khái niệm cân bằng này bằng cả đồ thị và toán học. Bằng đồ thị: hình 5-6 cho thấy MAC giao nhau tại mức phát thải 10 tấn/tháng. Chi phí giảm ô nhiễm biên bằng chi phí thiệt hại biên tại mức phát thải này (đều bằng $20). Bằng toán học: Gọi E là mức phát thải. E* là mức phát thải tối ưu xã hội. Giả sử cả hai đường MAC và MD đều tuyến tính.14 Giả sử:

MAC = 60 – 4E MD = 2E

Hiệu quả xã hội cần MAC = MD. Cho 2 phương trình bằng nhau ta có:

60 – 4E = 2E 14 MAC t ng t nh trong ph n tr c (MAC1)

0 5 10 15

20

40

60

80

0 5 10 15

20

40

60

80

0 5 10 15

20

40

60

80

20 25 30

MACT MAC1 MAC2

Đường MAC được gộp theo chiều ngang bằng cách lấy bất kỳ giá trị chi phí giảm ô nhiễm biên nào và cộng mức phát thải của từng nguồn tại giá trị MAC đó. Với MAC = $40, biểu đồ (a) cho thấy nhà máy 1 thải 5 tấn/tháng (giảm từ 15 – 5 = 10 tấn), biểu đồ (b) cho thấy nhà máy 2 giảm 7 tấn (giảm từ 15 – 7 = 8 tấn). Biểu đồ (c) biểu diễn đường MAC gộp, với MAC = $40 tổng lượng phát thải là 12 tấn/tháng. Xây dựng đường MAC gộp bằng cách cộng theo chiều ngang các hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của từng nhà máy với các mức MAC khác nhau.


Giải ra ta được: E* = 10 tấn/tháng Thế E* vào MAC hoặc MD ta có mức “giá” (chi phí giảm ô nhiễm biên, thiệt hại biên) làm cân bằng 2 phương trình:

60 – 4(10) = $20. Hình 5-6: Xác định mức phát thải

0

10

20

30

40

50

60

0 2 4 6 8 10 12 14 16

Chất thả i (tấn/tháng)

$

Tại sao E* lại là mức phát thải hiệu quả xã hội? Hiệu quả xã hội nghĩa là có sự đánh đổi giữa thiệt hại biên tăng lên với chi phí giảm ô nhiễm biên tăng lên. Lượng chất thải nhiều hơn làm cho xã hội chịu nhiều chi phí thiệt hại môi trường hơn. Lượng chất thải giảm nghĩa là xã hội phải bỏ ra nhiều chi phí giảm ô nhiễm hơn. Do đó mức phát thải hiệu quả xã hội là mức tại đó hai loại chi phí này đền bù được cho nhau; nghĩa là chi phí giảm thiểu biên bằng chi phí thiệt hại biên. Có phải mức phát thải hiệu quả xã hội luôn dương? Không. Nếu đường MD và MAC không cắt nhau tại mức phát thải dương, mức phát thải hiệu quả xã hội sẽ bằng 0. Độ dốc và hình dạng các đường MAC và MD quyết định mức cân bằng. Dựa trên quan điểm hiệu quả này, E* là điểm tốt nhất mà nền kinh tế có thể đạt được; xem chứng minh dưới đây. Tính toán giá trị xã hội ròng: cách chứng minh E* tối đa hóa giá trị xã hội ròng E* là điểm tại đó lợi ích xã hội ròng từ việc giảm ô nhiễm được tối đa hóa (chi phí xã hội từ việc kiểm soát ô nhiễm được tối thiểu hóa). Có thể dùng hình 5-6 hoặc tính toán tổng lợi ích và chi phí để chứng minh điều này. Các bước thực hiện như sau: 1. Giả sử ban đầu không có biện pháp kiểm soát ô nhiễm. Như vậy có 15 tấn chất thải mỗi

tháng. 2. Tính tổng thiệt hại tại mức 15 tấn/tháng. Bằng đồ thị: tổng thiệt hại là diện tích dưới đường MD giới hạn từ 0 đến 15 tấn. Trong hình 5-6 là diện tích (a+b+c).

Cân bằng hiệu quả xã hội đạt được tại điểm đường MAC cắt đường MD. Lúc này E*=10 tấn phát thải một tháng. Diện tích (a+b+c) = tổng thiệt hại tại mức phát thải ban đầu 15 tấn/tháng. Tại E*, tổng thiệt hại bằng diện tích a và lợi ích ròng là diện tích (b+c). Tại E*, tổng chi phí giảm ô nhiễm biên bằng diện tích b. Do đó, lợi ích xã hội ròng là diện tích (b+c) trừ b = diện tích c.

a b

c

d

MAC

MD


Bằng số học: TD = $225 (1/2[15$30])15 3. Tính tổng chi phí giảm ô nhiễm biên (TAC) tại mức 15 đơn vị phát thải. TAC sẽ bằng 0 vì không có việc giảm ô nhiễm. 4. Tính chi phí xã hội ròng. Chi phí xã hội ròng là sự chênh lệch giữa tổng thiệt hại và tổng chi phí giảm ô nhiễm (tại mức 15 tấn là bằng $225). Lặp lại từ đầu các bước này với mức phát thải hiệu quả xã hội mới giả sử là E*=10 tấn. 5. Tổng thiệt hại tại mức E* mới là diện tích a và bằng $100.16 6. Tổng chi phí giảm ô nhiễm biên là diện tích b và bằng $50. 7. Tổng chi phí xã hội do đó bằng $100 + $50 = $150. 8. Tính sự chênh lệch tổng chi phí xã hội giữa hai mức phát thải. $150 rõ ràng thấp hơn

$225. Phần tiết kiệm ròng là diện tích c = $75 so với trường hợp không kiểm soát ô nhiễm.

Xã hội tiết kiệm $75 bằng cách giảm ô nhiễm từ 15 tấn xuống 10 tấn. Đây là lợi ích xã hội ròng do phát thải tại mức tối ưu xã hội so với trường hợp không kiểm soát ô nhiễm. Nhưng làm thế nào chúng ta biết E* là điểm tốt nhất xã hội có thể đạt tới? Giả sử lượng phát thải có thể giảm xuống bằng 0. Do đó tổng thiệt hại bằng 0. Tổng chi phí giảm ô nhiễm là diện tích (a+b+d) = (1/2$6015) = $450, lớn hơn $150. Chọn bất cứ mức phát thải nào và tính chi phí xã hội ròng ta đều có kết quả cao hơn kết quả tại E*. Mô hình MAC-MD là mô hình lý thuyết cho phép chúng ta khảo sát nhiều trường hợp. Trong thực tế, mọi vấn đề ô nhiễm đều khác nhau. Phân tích kiểu này cung cấp phương pháp tổng quát giải quyết bất cứ vấn đề ô nhiễm môi trường cụ thể nào. Thực tế mang tính động và điều này rất đúng trong việc kiểm soát ô nhiễm môi trường. Mức phát thải tối ưu năm ngoái hay thập niên trước không nhất thiết là mức tối ưu năm nay hay trong tương lai. Có rất nhiều yếu tố tác động đến hàm thiệt hại biên và chi phí giảm ô nhiễm biên và khi bất kỳ yếu tố nào thay đổi hàm số sẽ dịch chuyển và E* sẽ thay đổi. Hiệu quả xã hội là một khái niệm chuẩn tắc. E*, mức phát thải cân bằng chi phí giảm ô nhiễm và chi phí thiệt hại, chính là mục tiêu của các chính sách công. Nền kinh tế thực sẽ ở tại mức E*? Điều này có thể không xảy ra nếu không có can thiệp của chính phủ. Trừ khi chấp nhận chi phí thiệt hại gây ra cho xã hội, người gây ô nhiễm không có động lực chi tiêu làm giảm ô nhiễm. Họ đơn giản là sản xuất đến mức ô nhiễm tối đa. Phần 4 sẽ khảo sát các chính sách và hành động làm người gây ô nhiễm bằng bất cứ công cụ gì giảm lượng chất thải tới mức cân bằng hiệu quả xã hội.

15 Tìm ra chi u cao c a tam giác b ng cách th 15 đ n v vào hàm MD, MD=2E, MD t i m c 15 t n là $30. 16 Di n tích a = 1/2(10$20) = $100.


PHỤ LỤC: LIÊN KẾT GIỮA MAC VỚI TỐI ĐA HÓA LỢI NHUẬN Mô hình đơn giản trong chương này tập trung vào tình huống thực tế trong đó người gây ô nhiễm có thể đầu tư vào các công nghệ xử lý chất thải để giảm thải từ chính hoạt động của họ. Chúng ta giả sử đường MAC tồn tại đối với người gây ô nhiễm. Chúng ta hãy nhìn một cách tổng quát hơn vấn đề đánh đổi của người gây ô nhiễm để thấy đường MAC liên kết thế nào với hành vi tối đa hóa lợi nhuận của công ty. Công ty hoạt động trong ngành công nghiệp cạnh tranh hoàn hảo sẽ tối đa hóa lợi nhuận khi giá thị trường, P, bằng với chi phí sản xuất biên, MC. Cho P = MC ta được sản lượng là Q, được thể hiện trong phần trên của hình 5-7. Nhưng công ty cũng tạo ra chất thải. Phần dưới hình 5-7 kết nối sản lượng với phát thải chất ô nhiễm (E). Khi không có biện pháp kiểm soát môi trường, người gây ô nhiễm có thể tự do phát thải bao nhiêu tùy thích. Vậy mức phát thải tối đa là bao nhiêu? Trong hình 5-7 công ty tối đa hóa sản lượng sẽ sản xuất ở mức Q0 đơn vị sản lượng, nghĩa là cũng thải ra EMAX đơn vị chất thải. Với đường MC dốc lên, công ty có thể có lợi nhuận với tất cả các đơn vị sản xuất cho đến Q0, là đơn vị sản lượng khi giá bằng MC. Lợi nhuận biên của công ty bằng (P – MC), và lợi nhuận biên này lớn nhất khi sản xuất đơn vị đầu tiên với mức giá cố định P, sau đó giảm cho đến khi P = MC tại điểm cân bằng cạnh tranh. Công ty có thể bị mất phần lợi nhuận biên này nếu bị bắt buộc phải giảm sản lượng xuống dưới mức Q0 do phải giảm phát thải. Có thể hiểu đường MAC đại diện cho lợi nhuận bị mất của công ty do phải giảm phát thải. Phần dưới hình 5-7 vẽ (P – MC) cho tất cả các mức sản lượng từ 0 đến Q0. Khoảng cách a0 trong biểu đồ ở trên bằng b0 trong biểu đồ dưới. Đường MAC do đó có hình dạng tương tự như đường MC của công ty, nhưng ngược lại.


Hình 5-7: Liên kết đường MAC với hoạt động tối đa hóa lợi nhuận

Giả sử bây giờ chính phủ ban hành chính sách môi trường yêu cầu công ty đưa chi phí thiệt hại biên vào trong chi phí sản xuất. Đường thiệt hại biên (MD) trong biểu đồ dưới đại diện cho chi phí này. Do đó ta cộng đường MD vào đường chi phí của công ty MC. Chi phí xã hội của công ty bây giờ bằng MC + MD.17 Với chi phí mới này, công ty tối đa hóa lợi nhuận tại điểm P = MC + MD. Sản lượng Q* tạo ra lượng phát thải E*.18 Cân bằng hiệu quả xã hội trong thị trường là điểm giá thị trường của hàng hóa cân bằng với chi phí xã hội biên của sản xuất, với chi phí xã hội bao gồm chi phí sản xuất biên và chi phí thiệt hại biên. TÓM TẮT Chương này phát triển một mô hình kiểm soát ô nhiễm đơn giản. Mô hình này dựa trên khái niệm đánh đổi giữa thiệt hại môi trường và chi phí kiểm soát ô nhiễm. Chúng ta đã xem xét hàm thiệt hại biên. Hàm số này thể hiện thiệt hại xã hội biên từ các mức phát thải khác nhau hoặc các mức độ tích tụ ô nhiễm khác nhau trong môi trường. Chúng ta cũng xem xét chi phí giảm ô nhiễm biên cho từnng nguồn phát thải và cho một nhóm nguồn.

17 Ch ng 4, hình 4-3 c ng đã nh c đ n đ nh ngh a chi phí xã h i này. Ph n ph l c này nh m k t n i chi phí xã h i biên vào hình MAC-MD. 18 C ng chú ý r ng kho ng cách cd trong bi u đ trên b ng kho ng cách cd trong bi u đ d i, đ u là chênh l ch gi a chi phí biên và thi t h i biên t i m c phát th i hi u qu xã h i E* và s n l ng Q*.

Sản lượng

Lượng phát thải

Q0 Q*

EMAX E* 0

P

MAC

b

e

MD

f

MC MC + MD

c

d

0

P a

Các công ty cạnh tranh thường bỏ qua chi phí thiệt hại từ chất thải họ sản xuất ra và tối đa hóa lợi nhuận khí giá hàng hóa bằng chi phí sản xuất biên. Với tất cả đơn vị sản lượng từ 0 đến Q0, công ty nhận được lợi nhuận biên là hàm số dốc xuống như trong biểu đồ dưới. giả sử một đơ vị sản lượng tạo ra một đơn vị chất thải, lợi nhuận biên thể hiện đường MAC của công ty. Nếu phải giảm ô nhiễm, chi phí giảm ô nhiễm chính là lợi nhuận bị mất. Nếu yêu cầu công ty tính thiệt hại do ô nhiễm thành một yếu tố của chi phí sản xuất, đường MD sẽ được cộng với MC và công ty sẽ phát thải tại mức E*


Bằng cách kết hợp hai hàm số này, chúng ta xác định được mức phát thải tối ưu xã hội. Mức phát thải tối ưu xã hội là mức mà thiệt hại biên và chi phí ô nhiễm biên bằng nhau. Tại mức phát thải này, chi phí xã hội ròng – tổng chi phí giảm ô nhiễm và chi phí thiệt hại – là thấp nhất. Tuy nhiên cũng cần chú ý rằng mô hình phát triển trong chương này rất đơn giản và chứa đựng rủi ro vì đã đơn giản hóa các vấn đề ô nhiễm trong thực tế. Thật sự có rất ít ví dụ kiểm soát ô nhiễm môi trường cho thấy chúng ta chắc chắn biết các hàm thiệt hại biên và chi phí giảm ô nhiễm biên. Thế giới tự nhiên quá phức tạp, chúng ta gặp rất nhiều khó khăn để nhận dạng chính xác mối quan hệ giữa con người và tự nhiên. Thêm vào đó, nguồn gây ô nhiễm có rất nhiều dạng, quy mô khác nhau, trong những hoàn cảnh kinh tế khác nhau và do đó chúng ta sẽ tốn rất nhiều công sức chỉ để hiểu biết về những vấn đề đơn giản về chi phí giảm ô nhiễm biên. Công nghệ kiểm soát ô nhiễm thay đổi rất nhanh, do đó có thể công nghệ hiệu quả hôm nay lại lỗi thời ngày mai. Tuy nhiên, mô hình đơn giản rất hữu hiệu để suy nghĩ về các vấn đề căn bản trong kiểm soát ô nhiễm. Trước khi thảo luận các vấn đề chính sách phức tạp, chúng ta nên học cách các nhà kinh tế cố gắng đo lường và khảo sát chi phí giảm ô nhiễm biên và thiệt hại biên trong những trường hợp thay đổi chất lượng môi trường cụ thể. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Chi phí giảm ô nhiễm Khái niệm chuẩn tắc Hàm thiệt hại theo mức độ tích tụ Công nghệ kiểm soát ô nhiễm Hàm thiệt hại Kinh tế học thực chứng Chi tiêu bảo vệ Ngưỡng Hàm giảm ô nhiễm biên Tổng chi phí giảm ô nhiễm Hàm thiệt hại biên Tổng thiệt hại BÀI TẬP 1. Cho MAC1 = 100 – 10E và MAC2 = 50 – 10E. Vẽ từng hàm số và đường MAC gộp.

Cho MD = 30E, xác định điểm cân bằng hiệu quả xã hội. Với các phương trình trên, giả sử chính phủ quy định mức phát thải là 4 đơn vị. Chi phí xã hội ròng của chính sách này là bao nhiêu?

2. Giả sử có sự thay đổi công nghệ làm giảm chi phí giảm ô nhiễm biên của nhà máy 1 ở

trên bằng chi phí biên của nhà máy 2. Sự thay đổi này làm ảnh hưởng đến mức phát thải hiệu quả xã hội như thế nào? Giải bằng đồ thị và số học.

3. Khi có quy định kiểm soát ô nhiễm, chính phủ phải chịu chi phí thực thi như là một

phần chi phí xã hội. Giả sử chi phí thực thi là khoản cố định, độc lập với lượng ô nhiễm giảm được. Điều này làm điểm cân bằng hiệu quả thay đổi như thế nào? Giải thích bằng đồ thị.

CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Các nhà khoa học khám phá ra rằng thiệt hại biên tăng theo hàm mũ với mức phát thải.

Điều này làm thay đổi cách tính toán tổng thiệt hại như thế nào khi không áp dụng công nghệ giảm ô nhiễm.


2. Nguyên tắc cân bằng biên liên hệ như thế nào với mức sản lượng hiệu quả xã hội? 3. Giải thích tại sao xã hội muốn tối thiểu hóa chi phí xã hội ròng (tối đa hóa giá trị xã hội

ròng) khi chọn mức phát thải.

CHƯƠNG 6

KHUNG PHÂN TÍCH

Các quyết định chính sách đòi hỏi thông tin, và mặc dù thông tin tốt sẵn có không có nghĩa là sẽ có quyết định tốt, việc không có thông tin luôn luôn dẫn đến quyết định sai lầm. Có nhiều cách thu thập và trình bày thông tin có ích cho người làm chính sách với những quy trình phân tích và nghiên cứu khác nhau. Chúng ta tập trung vào phân tích lợi ích chi phí như một khung liên kiết những mô hình lý thuyết đã được trình bày trong những chương trước với các phương pháp đo lường thực tế. Chương này sẽ kết thúc bằng phần thảo luận vắn tắt về các khung phân tích thay thế. PHÂN TÍCH LỢI ÍCH CHI PHÍ Phân tích lợi ích - chi phí dành cho khu vực công và việc đánh giá giá trị xã hội, trong khi phân tích lời – lỗ dành cho doanh nghiệp thuộc khu vực tư nhân. Nếu một doanh nghiệp sản xuất ô tô muốn đưa ra một mẫu xe mới, nó sẽ cần đến những thông tin liên quan đế lợi nhuận sẽ thay đổi như thế nào. Mục chi phí có thể bao gồm tất cả các khoản chi phí sản xuất và phân phối: lao động, nguyên liệu thô, nhiên liệu, thiết bị kiểm soát chất thải, vận chuyển, v.v. Các khoản thu bao gồm tất cả những “lợi ích” được tính toán theo giá thị trường nhân với lượng sản phẩm bán ra. Doanh nghiệp khi đó sẽ so sánh doanh thu kỳ vọng với chi phí dự đoán để xem xét có nên đưa ra mẫu xe mới hay không. Phân tích lợi ích - chi phí là công việc tương tự dành cho các chương trình của khu vực công. Có hai sự khác biệt quan trọng giữa phân tích lợi ích - chi phí và các quyết định đầu tư tư nhân: 1. Phân tích lợi ích - chi phí là công cụ giúp đưa ra các quyết định chính sách công – tức

là nên thực hiện chính sách hay chương trình nào – đứng trên quan điểm của xã hội nói chung chứ không phải đứng trên quan điểm của một doanh nghiệp nào đó.

2. Phân tích lợi ích chi phí đánh giá dưới góc độ xã hội tất cả nhập lượng và xuất lượng

liên quan đến dự án bất kể các giá trị này có được trao đổi trên thị trường tư nhân hay không.

Một thách thức quan trọng đối với phân tích lợi ích - chi phí là làm thế nào để đánh giá các chi phí và lợi ích không có giá cả thị trường. Thông tin về giá cả thị trường, chi phí và lợi nhuận là rất quan trọng đối với qui trình này; nó cung cấp những thông tin hữu ích về giá trị đối với các cá nhân. Những kỹ thuật phát triển cho phân tích lợi ích - chi phí bắt đầu với những giá trị cá nhân và tính toán các giá trị xã hội khi có sự chênh lệch giữa hai giá trị này, như thường thấy trong các vấn đề môi trường. Chương 7 và 8 sẽ xem xét các kỹ thuật đánh giá giá trị xã hội. Chương này sẽ trình bày phương pháp tiến hành phân tích lợi ích - chi phí, giả sử rằng tất cả các lợi ích và chi phí đã được đo lường.


Phân tích lợi ích - chi phí có hai loại ứng dụng có quan hệ mật thiết với nhau. Đầu tiên là giữa những nhà thực hành, những nhà kinh tế học trong và ngoài khu vực công, những người đã phát triển các kỹ thuật, cố gắng thu thập những thông tin tốt hơn và mở rộng phạm vi phân tích. Thứ hai là giữa những nhà chính trị và những nhà quản lý, những người lập nên các quy tắc và quy trình sử dụng phân tích lợi ích - chi phí cho việc ra các chính sách công. Ở Canada, phân tích lợi ích - chi phí chưa được thừa nhận về mặt pháp lý để có thể sử dụng cho các cơ quan nhà nước ở cấp liên bang và tỉnh. Nó được dùng một cách ngẫu nhiên, cho những quan tâm riêng có tính chính trị chứ không phải là một kỹ thuật dùng cho việc ra chính sách một cách khách quan. Ngược lại, ở Hoa Kỳ phân tích lợi ích - chi phí có một lịch sử pháp lý mạnh hơn nhiều. Nó được bắt buộc dùng cùng với Đạo luật kiểm soát lũ năm 1936. Đạo luật này quy định rằng những dự án ở cấp liên bang chỉ đáng thực hiện nếu “những lợi ích tạo ra cho bất kỳ ai lớn hơn chi phí ước tính”. Người ta đã thiết lập cá quy trình nhằm đo lường lợi ích và chi phí để xác định liệu các dự án đập kiểm soát lũ và xây dựng đê điều có thoả mãn tiêu chuẩn trên. Quy trình này đã được thực hiện trong nhiều năm, và mặc dù vậy, hiện nay những kỹ thuật đo lường chi phí và lợi ích không có giá vẫn đang được phát triển. Vẫn còn có nhiều tranh cãi về vị trí và vai trò của phân tích lợi ích - chi phí trong việc ra các quyết định về môi trường và tài nguyên thiên nhiên. Có một số ý kiến phê phán phương pháp này, đó là:

Các cơ quan công cộng chỉ dùng phân tích lợi ích - chi phí theo cách giúp cho họ nhận được kinh phí nhiều hơn.

Phân tích lợi ích - chi phí thật sự là sự cố gắng bỏ qua quy trình thảo luận và các

quyết định chính sách mà các dự án và chương trình công cộng nên tuân theo.

Phân tích lợi ích - chi phí là một cách loại bớt các chương trình công cộng do những khó khăn trong đo lường lợi ích so với chi phí

Có thể tìm thấy nhiều ví dụ ủng hộ những luận điểm trên. Có lẽ do những vấn đề này mà chính phủ Canada không sử dụng rộng rãi phân tích lợi ích - chi phí. Có một số chương trình được đánh giá theo quan điểm phân tích lợi ích - chi phí; ví dụ như việc xem xét dự án đường ống dẫn gas Mackenzie Valley vào giữa thập niên 1970 (đã không được thực hiện), và những dự án phát triển nguồn lực ở Brishtish Columbia (như Northeast Coal, đã được thực hiện). Nhưng trong những năm gần đây, các cơ quan chính phủ ít thực hiện phân tích phân tích lợi ích - chi phí. Mặc dù vậy, phân tích lợi ích - chi phí vẫn là một công cụ phân tích quan trọng được sử dụng rộng rãi trên thế giới. Và trong khi các nghiên cứu phân tích phân tích lợi ích - chi phí đầy đủ có thể không do chính phủ thực hiện, việc đo lường các lợi ích và chi phí xã hội đã trở thành một bộ phận quan trọng trong việc quyết định các chính sách công. KHUNG PHÂN TÍCH CƠ BẢN Phân tích lợi ích - chi phí liên quan đến việc đo lường, tổng hợp và so sánh tất cả các lợi ích và chi phí của một dự án hay chương trình công cộng cụ thể. Có 4 bước quan trọng trong phân tích lợi ích - chi phí: 1. Nhận dạng dự án hay chương trình, bao gồm phạm vi và bối cảnh của nghiên cứu. 2. Mô tả theo hướng định lượng các nhân tố nhập lượng và xuất lượng của chương trình.


3. ước lượng các chi phí và lợi ích xã hội của các nhân tố này. 4. So sánh lợi ích và chi phí. Mỗi bước sẽ được trình bày khái quát cùng với ví dụ trong phần sau. Quy mô và quan điểm của một dự án hay một chương trình phân tích lợi ích - chi phí Phân tích lợi ích - chi phí là một công cụ phân tích chính sách công, nhưng từ “công” có thể mang nhiều cấp độ. Nếu bạn thực hiện nghiên cứu phân tích lợi ích - chi phí cho một cơ quan cấp quốc gia, từ “công” có nghĩa là toàn bộ người dân sống trong một nước. Nhưng nếu bạn được một cơ quan hoạch định chính sách của một thành phố hay một vùng thuê thực hiện phân tích phân tích lợi ích - chi phí cho một chương trình môi trường địa phương, chắc chắn bạn sẽ phải tập trung vào những lợi ích và chi phí phát sinh cho người dân trong vùng. ơỷ một thái cực khác, những vấn đề môi trường toàn cầu nảy sinh đòi hỏi phải đặt phân tích trong bối cảnh toàn cầu. Một khi phạm vi nghiên cứu được xác định, cần phải có một bảng mô tả chi tiết các yếu tố chính của chương trình hay dự án: địa điểm, thời gian, các nhóm liên quan, mối liên kết với các chương trình khác, v.v. Có hai loại chương trình môi trường chính cần thực hiện phân tích lợi ích - chi phí: 1. Các dự án sản xuất: liên quan đến việc sản xuất trực tiếp các dịch vụ công, ví dụ như

nhà máy xử lý rác, dự án phục hồi bãi biển, lò thiêu rác thải độc hại, dự án cải thiện môi trường sống, mua đất cho công tác bảo tồn.

2. Các chương trình quản lý: nhằm mục đích thi hành quy định pháp luật về môi trường,

như các tiêu chuẩn xả thải, lựa chọn công nghệ, các cách thức xả thải, và các quy định về sử dụng đất.

Làm thế nào để xác định phạm vi của dự án? Có nhiều cách tiếp cận khác nhau để giải quyết vấn đề này. Cách tiếp cận chính là liên kết phân tích lợi ích - chi phí với mô hình lý thuyết, đó là quy mô hiệu quả về mặt xã hội.

Quy mô hiệu quả về mặt xã hội tối đa hóa lợi ích xã hội ròng của dự án. Lợi ích xã hội ròng được tối đa hóa khi MAC = MD.

Hãy xem Hình 6-1 (là Hình 5-6 ở chương trước). Hình này biểu diễn mô hình kiểm soát lượng chất thải điển hình, với đường thiệt hại biên (MD) và đường chi phí giảm ô nhiểm biên. Đồ thị này có thể được dùng để chứng minh rằng quy mô hiệu quả về mặt xã hội sẽ tối đa hóa lợi ích xã hội ròng tại điểm MAC = MD.


Hình 6-1: Quy mô hiệu quả xã hội của một dự án công

Quy mô hiệu quả về mặt xã hội của dự án giảm lượng chất thải được xác định tại nơi đường MAC cắt đường MD. Tức là E *=10 tấn chất thải mỗi tháng. Quy mô hiệu quả về mặt xã hội tối đa hóa lợi ích xã hội ròng của dự án – diện tích a + d. Nếu mục tiêu của dự án là giảm xuống còn 12 tấn, lợi ích xã hội ròng chỉ là diện tích a. Đây không phải là quy mô hiệu quả về mặt xã hội.

Chứng minh

Trước tiên giả sử không có biện pháp kiểm soát chất thải: E = 15. Một chương trình được đề xuất để giảm lượng xả thải xuống còn 12 tấn. Tại lượng xả thải 12 tấn, tổng lợi ích của chương trình chính là lượng thiệt hại được giảm xuống. Đó là diện tích a + b = $8119. Tổng chi phí xử lý là diện tích b = $1820. Do vậy, lợi ích ròng của chương trình là diện tích a = $63.

Tuy nhiên, để có một chương trình giảm thải đạt mức lợi ích ròng tối đa, mức thải phải giảm xuống còn E = 10 tấn, tại mức mà MD = MAC. Lợi ích xã hội ròng tại mức thải 10 tấn là diện tích (d+a) = $7521. Lợi ích ròng khi đạt quy mô hiệu quả về mặt xã hội 10 tấn thay vì 12 tấn là diện tích d, bằng $12. Con số có thể không lớn, nhưng thử tưởng tượng đó là 12 triệu đôla để hình dung rõ hơn con số trên thực tế. Vấn đề của việc phân tích lợi ích - chi phí một dự án cụ thể là làm thế nào để người ra quyết định biết rằng mức phát thải 10 tấn là mức hiệu quả về mặt xã hội? Nếu họ có thể vẽ hoặc viết phương trình MAC và MD, việc tính E * sẽ dễ dàng như Hình 6-1 đã minh họa. Khi không xác định được MAC và MD, có thể thực hiện một quy trình gọi là phân tích độ nhạy. Có nghĩa là tính toán lại lợi ích và chi phí tại mức cao hơn và thấp hơn mức mục tiêu

19 Cách đ n gi n đ tính di n tích a + b là tính kho n chênh l ch gi a t ng thi t h i t i m c th i ban đ u 15 t n và t ng thi t h i t i m c th i 12 t n. ây là ph n chênh l ch gi a hai tam giác. T i m c 15 t n, MD = $30/đ n v . Có th tính b ng cách dùng hàm s c a hàm thi t h i biên MD = 2E. t ng thi t h i m c 15 t n là $225. T i m c 12 t n, MD = $24/đ n v . T ng thi t h i là $144. Kho n chênh l ch là $81. 20 T i m c th i 12 t n, MAC trên đ n v là $12. Có th tính đ c con s này b ng cách thay 12 vào hàm MAC = 60 – 4E. Di n t1ch b khi đó là ph n chênh l ch gi a m c th i 12 và 15 t n. 21 Cách đ n gi n nh t đ tính lixar là tính ph n thay đ i trong t ng thi t h i (TD) do ch ng trình, tr đi ph n thay đ i trong t ng chi phí x lý (TAC). T i E * = 10, thay đ i trong TD là di n tích (a+b+c+d), b ng $125 (TD t i E = 15 là $225, TD t i E = 10 là $100). Thay đ i trong TAC là di n tích (c+b), b ng $50. l i ích xã h i ròng là (a+d). b n có th ch ng minh l i ích xã h i ròng là t i đa t i MD = MAC.

Tấn phát thải 2 4 6 8 10 14

10

20

30

50

40

a

0

d

60

12 16

c b

MD

MAC

$

E*


đã lựa chọn; điều này có nghĩa là phải tính lợi ích xã hội ròng của những chương trình với mức phát thải khác nhau để xác định xem mức nào tối đa lợi ích xã hội ròng. Mô tả nhập lượng và xuất lượng của chương trình Bước tiếp theo là xác định các dòng nhập lượng – chi phí của chương trình hay dự án và xuất lượng – lợi ích. Đối với một số dự án thì điều này khá dễ dàng. Nếu lập kế hoạch xây dựng một nhà máy xử lý nước thải, chúng ta sẽ phải cung cấp đầy đủ các đặc tính kỹ thuật của nhà máy, cùng với các nhập lượng cần thiết để xây dựng và vận hành nó. Xuất lượng cũng phải được xác định rõ – tức là lượng nước sẽ được xử lý hàng ngày hay hàng năm. Đối với những dự án khác, việc này sẽ khó hơn nhiều, bởi vì cả nhập lượng và xuất lượng đều khó lượng hóa, ví dụ như một chương trình thông tin để thông báo cho công chúng về cường độ sử dụng năng lượng của các thiết bị gia dụng hoặc làm việc với ngành công nghiệp về những chương trình phòng chống ô nhiễm. Một yếu tố quan trọng trong việc đo lường nhập lượng và xuất lượng là vấn đề thời gian. Hầu hết các dự án liên quan đến môi trường thường không chỉ diễn ra trong 1 năm mà thường kéo dài rất lâu. Nhà phân tích phải dự đoán các giá trị trong từng năm trong suốt vòng đời của dự án. Đo lường lợi ích và chi phí của chương trình Bước tiếp theo là tính giá trị dòng nhập lượng và xuất lượng, tức là đo lường lợi ích và chi phí. Các nhà kinh tế học đo lường lợi ích và chi phí bằng tiền. Như đã trình bày ở trên, điều này không có nghĩa là phải dựa vào giá trị thị trường, bởi vì trong nhiều trường hợp các lợi ích và chi phí không được trao đổi trên thị trường. Điều này cũng không hàm ý rằng các giá trị bằng tiền được sử dụng theo một cách thức cơ bản nào đó. Đơn vị tiền tệ cung cấp một thước đo duy nhất mà theo đó chúng ta có thể chuyển đổi tất cả các tác động của dự án để từ đó các lợi ích và chi phí có thể so sánh với nhau và so với các dự án khác. Đơn vị đo lường bằng tiền rất hữu ích trong việc ra quyết định về chính sách: chẳng hạn khi quyết định có nên thực thi một khoản thuế môi trường trong năm tài chính tiếp theo của liên bang hay không, Bộ Tài chính cần biết giá trị bằng tiền của tất cả các khoản lợi ích và chi phí so với những lựa chọn khác. Như Chương 7 và 8 sẽ trình bày, thông thường rất khó đo lường giá trị bằng tiền các tác động môi trường của một dự án. Đôi khi những nhà phân tích giỏi nhất cũng chỉ có thể đưa ra một ước lượng tương đối (đoán?) của những tác động. So sánh lợi ích và chi phí Làm thế nào để so sánh các lợi ích và chi phí? Các nguyên tắc khá đơn giản:

Tính lợi ích ròng (NB) của dự án hay chương trình

Lợi ích ròng là phần chênh lệch giữa tổng lợi ích và tổng chi phí. Tổng lợi ích là tổng thiệt hại được giảm đi (phần nằm dưới đường MD), và tổng chi phí là tổng chi phí xử lý phải gánh chịu thêm (phần diện tích nằm dưới đường MAC).22

22 Xin nh r ng chi phí x lý bao g m toàn b chi phí mà ng i gây ô nhi m ph i ch u nh m gi m l ng phát th i. Bao g m chi phí thi t b x lý, l i nhu n gi m xu ng do gi m s n l ng (n u có), chuy n công nhân t s n xu t sang qu n lý ch t th i... T ng thi t h i đo l ng toàn b tác đ ng c a ch t th i đ i v i con ng i và môi tr ng. khi đo l ng giá tr thi t h i đ i v i con ng i, th c đo th ng đ c dùng là giá s n lòng tr đ gi m l ng ch t th i.


Nếu dự án kéo dài hơn một năm, chúng ta phải chiết khấu các chi phí và lợi ích tương

lai trước khi tính lợi ích ròng. Phần tiếp theo sẽ trình bày phương pháp chiết khấu.

Nếu có nhiều hơn một dự án có thể giúp đạt được cùng một mục tiêu, chúng ta phải chọn chương trình /dự án đem lại lợi ích lớn nhất, trong điều kiện ràng buộc về ngân sách của chính phủ.

Chúng ta sẽ minh họa những nguyên tắc này bằng những ví dụ phức tạp dần. Trước tiên, chúng ta sẽ xem cách tính lợi ích ròng khi chỉ xem xét một dự án và không cần chiết khấu, sau đó chúng ta sẽ xem xét một trường hợp có nhiều phương án giải quyết cùng một vấn đề, và phải lựa chọn một phương án. Cuối cùng, chúng ta sẽ xem xét điều gì xảy ra khi chính phủ chịu ràng buộc về ngân sách.


Cách tính lợi ích ròng Ví dụ: Chương trình kiểm soát chất thải từ nhà máy giấy Chính phủ đang cân nhắc việc thông qua một quy định mà theo đó đòi hỏi tất cả các nhà máy giấy giảm lượng chất thải ra không khí và nước. Những chất thải này làm giảm chất lượng nước ở khu vực hạ lưu và góp phần làm ô nhiễm nghiêm trọng bầu không khí xung quanh nhà máy. Tổng chi phí và lợi ích ước tính sau đây là tổng giá trị trong suốt vòng đời chương trình. Chi phí của chương trình bao gồm các chi phí của khu vực tư nhân để kiểm soát lượng chất thải đáp ứng yêu cầu của quy định mới: 580 triệu đôla mua máy móc thiết bị và 560 triệu đôla chi phí vận hành. Các hoạt động quan trắc và cưỡng chế thi hành từ phía khu vực công cũng cần thiết để đảm bảo các doanh nghiệp tuân thủ quy định này. Tổng chi phí này là 96 triệu đôla. Tổng chi phí của chương trình sẽ là (580 + 560 +96) = $1.236 triệu. Có ba khoản lợi ích chính. Những người ở khu vực hạ lưu sẽ được hưởng lợi từ việc chất lượng nước được cải thiện: giá sẵn lòng trả của họ cho lợi ích này là 1.892 triệu đôla. Những chủ nông trại xung quanh nhà máy giảm được 382 triệu đôla thiệt hại về mùa màng và vật nuôi do ô nhiễm không khí gây ra. Do đó, lợi ích của họ là phần thiệt hại được giảm đi. Cuối cùng, có những lợi ích không nhìn thấy được như cải thiện môi trường sống của nhiều sinh vật. Giả sử không có cách nào đo lường giá trị bằng tiền của lợi ích này, do vậy chỉ biểu diễn nó bằng một giá trị A nào đó. Tổng lợi ích của chương trình là (1892 + 382 + A) = 2.278 + A (triệu đôla). Tổng lợi ích và chi phí có thể được so sánh theo nhiều cách. Một cách đơn giản là lấy tổng lợi ích trừ tổng chi phí. Đây là phần biểu diễn bằng số mà Hình 6-1 đã trình bày: chúng ta tìm ra lợi ích ròng tối đa của chương trình để đạt được điểm cân bằng hiệu quả về mặt xã hội. Lợi ích ròng là (2278 + A – 1236) = 1.042 + A (triệu đôla). Đây là cách cơ bản để so sánh lợi ích và chi phí, và là phương pháp mà chúng ta sẽ dùng trong tất cả các trường hợp khác. Một tiêu chí khác là tỷ số lợi ích – chi phí, được tính bằng cách lấy lợi ích chia cho chi phí. Tỷ số này cho biết dự án sẽ đem lại bao nhiêu đồng lợi ích từ mỗi đôla chi phí. Trong ví dụ này, tỷ số lợi ích – chi phí là (2278/1236) = 1,8, cộng với A. Có một vấn đề quan trọng trong tỷ số lợi ích – chi phí. Quy mô hiệu quả về mặt xã hội của dự án mà chúng ta cho là quy mô thích hợp nhất không phải là quy mô có tỷ số lợi ích – chi phí cao nhất. Hãy xem lại Hình 6-1. Tại mức E * = 10, tỷ số lợi ích – chi phí là (a+b+c+d)/(b+c) = (125/44) = 2, 84. Tại mức 12 tấn chất thải, tỷ số lợi ích – chi phí là (a+b)/b=4, 5. Tỷ số lợi ích – chi phí cao hơn ở mức E = 12 vì nó phụ thuộc vào tỷ lệ tương đối giữa tổng lợi ích và chi phí của dự án, chứ không phụ thuộc vào lợi ích ròng. Nhưng, như chúng ta đã lập luận, lợi ích ròng chứ không phải là tổng lợi ích mới là quan trọng đối với xã hội. Tỷ số lợi ích – chi phí ít nhất có thể được dùng để đảm bảo rằng lợi ích lớn hơn chi phí. Tuy nhiên nó có thể là một chỉ số dẫn đến sai lầm trong việc xác định quy mô của các chương trình công. Chiết khấu và lựa chọn giữa các dự án có cùng mục tiêu chính sách Điều gì sẽ xảy ra nếu có nhiều phương án giúp đạt cùng một mục tiêu? Chúng ta sẽ sử dụng những quy tắc nào để lựa chọn một phương án? Điều gì xảy ra nếu mỗi phương án có những lợi ích và chi phí diễn ra trong nhiều năm? Và khi đó, làm thế nào để tính lợi ích ròng? Chúng ta sẽ trả lời những câu hỏi này thông qua ví dụ sau.


Ví dụ: Đầu tư nâng cấp hệ thống xử lý nước thải đô thị23

Giả sử mục đích của chúng ta là cải thiện chất lượng nước bằng cách đầu tư nâng cấp hệ thống xử lý nước thải của cộng đồng. Đây là một dự án công với 3 phương án xử lý khác nhau, mỗi mức có dòng lợi ích và chi phí khác nhau. Đó là: 1. Xử lý bậc cao: nước sau xử lý sẽ không còn chất thải sinh hoạt, vi trùng hay vi khuẩn. 2. Xử lý thông thường: nước sau xử lý sẽ không còn chất thải sinh hoạt, nhưng có thể

chứa một số vi trùng hay vi khuẩn. 3. Xử lý sơ cấp: xử lý hầu hết chất thải sinh hoạt, nhưng có thể còn vi trùng hay vi khuẩn. Phản ứng thông thường đối với 3 phương án trên là “Hãy thực hiện cách xử lý tốt nhất có thể được”. Nhưng đó có phải là phương án hiệu quả nhất về mặt xã hội? Bảng 6-1 trình bày lợi ích và chi phí của mỗi phương án. Các lợi ích và chi phí là khác nhau cả về thời gian và độ lớn. Giả sử dự án kéo dài 6 năm. Trên thực tế những dự án loại này có thể dài hơn, nhưng chúng ta dừng ở mức 6 năm để đơn giản hóa các phép tính. Năm 0 là thời điểm từ khi bắt đầu dự án đến hết năm đầu tiên. Mỗi phương án sẽ có chi phí xây dựng do phải đầu tư thiết bị máy móc mới. Đối với hai phương án đầu, sẽ không có lợi ích cho đến khi kết thúc giai đoạn xây dựng (năm 1) bởi vì nhà máy sẽ không hoạt động trước khi xây dựng xong. Phương án xử lý sơ cấp có thể hoàn thành giai đoạn xây dựng nhanh hơn và do đó đem lại lợi ích sớm hơn (năm 0). Năm 1 còn phát sinh một số chi phí khởi động của các phương án, và trong những năm tiếp theo, các chi phí đều là chi phí vận hành. Cũng xin lưu ý rằng lợi ích của mỗi phương án xử lý là khác nhau. Lợi ích của phương án 1 tăng theo thời gian, trong khi các phương án khác là cố định sau khi nhà máy hoạt động đầy đủ. Bảng 6-1: Lợi ích và chi phí của 3 phương án nâng cấp hệ thống xử lý nước thải

Chi phí (triệu đô la /năm) Dự án 0 1 2 3 4 5 Xử lý bậc cao 100 50 20 20 20 20 Xử lý thông thường 50 25 15 15 15 15 Xử lý sơ cấp 25 15 10 10 10 10

Lợi ích (triệu đô la/năm) 0 1 2 3 4 5 Xử lý bậc cao 0 50 50 70 80 80 Xử lý thông thường 0 50 50 50 50 50 Xử lý sơ cấp 10 20 20 20 20 20 Nhiệm vụ của chúng ta trước tiên là tính lợi ích ròng. Khi chi phí và lợi ích khác nhau theo thời gian, chúng ta phải chiết khấu trước khi tính tổng và so sánh. Chiết khấu có hai khía cạnh: một là phương thức tiến hành, và sau nữa là những lý lẽ đằng sau việc lựa chọn suất chiết khấu để sử dụng cho một trường hợp cụ thể.

23 Chúng tôi ch n m t physical project đ minh h a các nguyên t c phân tích l i ích - chi phí. Nh ng nguyên lý này c ng áp d ng đ i v i các d án ki m soát. Có th thay th ví d này b ng ví d khác, ch ng h n nh 3 chính sách gi m khí th i nhà kính. M i chính sách có dòng l i ích và chi phí khác nhau v i dòng đ i khác nhau và có tác đ ng đ n các nhóm ng i khác nhau.


Một khoản chi phí phát sinh trong năm 10 không có cùng ý nghĩa với khoản chi phí đó xảy ra ngày hôm nay. Ví dụ, giả sử một người phải trả $1.000 ngay hôm nay. Để trả tiền, người đó phải có $1.000 trong ngân hàng, hoặc trong túi. Mặt khác, giả sử người đó phải trả $1.000 không phải ngay hôm nay mà là sau 10 năm. Nếu lãi suất ngân hàng là 5%/năm và lãi suất này không thay đổi, người này có thể gửi $613, 91 vào ngân hàng ngày hôm nay và số tiền này sẽ trở thành $1.000 sau 10 năm, cũng là lúc mà người này cần đến nó. Công thức tính giá trị tương lai của số tiền này là:

$613,91(1+0,05)10 = $1.000

Chúng ta có thể lật lại vấn đề và hỏi rằng: Giá trị hiện tại của $1.000 xảy ra vào năm thứ 10 là bao nhiêu? Giá trị hiện tại của nó là số tiền mà chúng ta phải gửi vào ngân hàng ngày hôm nay để có được $1000 sau 10 năm, có thể tính bằng cách sắp xếp lại phương trình trên: Giá trị hiện tại = $1.000/(1+0,05)10 = $613,91 Giá trị hiện tại được tính bằng cách chiết khấu chi phí tương lai sau 10 năm theo lãi suất, còn gọi là suất chiết khấu, 5%. Nếu suất chiết khấu cao hơn, ví dụ 8%, giá trị hiện tại sẽ thấp hơn và bằng $463, 2. Suất chiết khấu càng cao, giá trị hiện tại của một khoản chi phí trong tương lai càng thấp. Lợi ích cũng tương tự. Giả sử bạn mong đợi một người sẽ cho bạn một khoản tiền $100 sau 6 năm. Khoản tiền này sẽ không có giá trị tương đương với khoản $100 cho bạn ngay ngày hôm nay. Nếu suất chiết khấu là 4%, giá trị hiện tại của khoản tiền mà người đó cho bạn là: $100(1+0,04)6 = $79,03. Công thức chiết khấu tổng quát là:

Giá trị hiện tại = m/(1+r)t Với m là giá trị ở một thời điểm trong tương lai, r là lãi suất hay suất chiết khấu, và t là thời điểm phát sinh giá trị trong tương lai. Giá trị hiện tại của một giá trị ở năm 0 trong ví dụ của chúng ta là m /(1+r)0 = m; ở năm 1 là m /(1+r), ở năm 2 là m /(1+r)2 v.v. Nếu chúng ta xem xét một dự án kéo dài mãi mãi, công thức tính giá trị hiện tại PV24 đơn giản là PV = m/r. Ví dụ: áp dụng chiết khấu cho các phương án xử lý nước thải Nhiệm vụ của chúng ta là tính lợi ích ròng cho mỗi giai đoạn, sau đó chiết khấu về năm 0 để từ đó tính dòng lợi ích ròng của dự án. Các bước này được tiến hành dưới đây và kết quả được trình bày trong Bảng 6-2. 1. Tính lợi ích ròng. Lợi ích ròng đơn giản là tổng lợi ích trong từng năm trừ đi tổng chi

phí của năm đó. Kết quả tính toán được trình bày ở phần trên của Bảng 6-2. Ví dụ, ở năm 0, phương án 1 có tổng chi phí = $50, tổng lợi ích = 0, lợi ích ròng = -$50.

24 Công th c tính giá tr hi n t i v i t l n vô cùng s h i t v m /r b i vì [m/(1+r)t] là m t dãy s nhân v i giá tr c a m u s gi m d n.


2. Tính PV của lợi ích ròng của từng năm. Lấy giá trị hiện hành chia cho thừa số chiết khấu: 1/(1+r)t với r = 5% và t = 0, 1, 2, 3, 4, 5. Kết quả được trình bày ở phần bên dưới Bảng 6-2. Ví dụ, ở năm 3, giá trị hiện tại của lợi ích ròng của phương án 3 là $10/(1.05)3 = $8.64.

3. Tính tổng các giá trị hiện tại của lợi ích ròng trong từng năm để có tổng lợi ích ròng của mỗi phương án trong suốt vòng đời. Tính tổng hiện giá của dòng lợi ích ròng từ năm 0 đến năm 5. Ví dụ, phương án 1 có tổng hiện giá PV = (-100+0+27.21+43.19+49.36+47.01) = 66.7 triệu đôla.25

Phương án xử lý thông thường rõ ràng là phương án có lợi ích ròng tối đa và là phương án sẽ được lựa chọn theo các quy tắc phân tích lợi ích - chi phí. Lưu ý tại sao phương án này được lựa chọn và phương án xử lý bậc cao có hiện giá ròng thấp hơn. Các chi phí không được chiết khấu vì chúng xảy ra ở năm đầu tiên. Lợi ích tăng theo thời gian, nhưng bởi vì các khoản lợi ích lớn hơn xảy ra ở những năm cuối (năm 4 và 5) nên hiện giá của chúng thấp hơn so với dự án tạo ra các lợi ích nhỏ hơn nhưng ở những năm đầu. Phương án xử lý thông thường rơi vào trường hợp này. Các giá trị của lợi ích đều nhỏ hơn so với lợi ích của phương án xử lý bậc cao (50 triệu đô la), nhưng chúng phát sinh sớm hơn (bắt đầu từ năm 1), do đó xét theo giá trị hiện tại thì chúng đóng góp nhiều hơn vào tổng hiện giá ròng so với những khoản lợi ích lớn hơn, nhưng phát sinh muộn hơn của phương án xử lý bậc cao. Nhà máy xử lý thông thường cũng đòi hỏi ít vốn đầu tư và chi phí khởi động hơn so với phương án xử lý bậc cao và do vậycũng góp phần vào giá trị hiện giá ròng nhiều hơn. Phương án xử lý sơ cấp rõ ràng là không đáng mong muốn so với 2 phương án còn lại. Trong khi chi phí đầu tư ban đầu là thấp, dòng lợi ích cũng quá nhỏ và không đủ để vượt qua 2 phương án kia. Bảng 6-2: Lợi ích ròng của 3 phương án nâng cấp hệ thống xử lý nước thải sinh hoạt: giá trị hiện hành và giá trị hiện tại

Giá trị hiện hành của lợi ích ròng (triệu đô la /năm) Dự án 0 1 2 3 4 5 Xử lý bậc cao -100 0 30 50 60 60 Xử lý thông thường -50 25 35 35 35 35 Xử lý sơ cấp -25 5 10 10 10 10

Giá trị hiện tại của lợi ích ròng (triệu đô la /năm) r=5% 0 1 2 3 4 5 Tổng PV Xử lý bậc cao -100 0 27.21 43.19 49.36 47.01 66.77 Xử lý thông thường -50 23.81 31.75 30.23 28.79 27.42 92.00 Xử lý sơ cấp -15 4.76 9.07 8.64 8.23 7.84 23.54

Phân tích độ nhạy Một vấn đề quan trọng trong phân tích lợi ích - chi phí là xem các kết quả này thay đổi như thế nào khi thay đổi những giả định. Các giả định là cần thiết cho bất kỳ dự án nào. Hãy xem xét 2 giả định cơ bản trong ví dụ của chúng ta:

1. Suất chiết khấu là 5%. 2. Dự án kết thúc vào thời điểm 5 năm sau khi hoàn tất việc xây dựng.

25 Nh ng phép tính này có th d dàng ti n hành trên m t b ng tính.


Như đã trình bày ở trên, phân tích độ nhạy nhìn chung được tiến hành trong một nghiên cứu phân tích lợi ích - chi phí để thấy được liệu sự thay đổi trong các giả định có làm thay đổi thứ hạng của các phương án hay không. Để minh họa tầm quan trọng của phân tích độ nhạy, giả sử rằng dự án kéo dài 7 năm và lợi ích và chi phí trong những năm sau đó bằng với năm 5. Chỉ xem xét phương án xử lý bậc cao và xử lý thông thường. Hiện giá của lợi ích ròng của 2 năm thêm vào cho phương án 1 là $44.78 triệu trong năm 6 và $42.64 triệu trong năm 7. Thêm hai giá trị này và hiện giá ròng đã tính, ta có tổng hiện giá ròng là $154.19 triệu. áp dụng cách tính tương tự cho phương án xử lý thông thường, hiện giá của lợi ích ròng trong năm 6 là $26.12 triệu, và trong năm 7 là $24.88 triệu. Tổng hiện giá ròng của phương án khi đó sẽ là $143 triệu. Thứ hạng của hai phương án thay đổi. Đối với dự án kéo dài 7 năm và với dòng lợi ích và chi phí như đã trình bày thì phương án xử lý bậc cao đem lại lợi ích ròng tối đa. Có kết quả này là do hiện giá lợi ích ròng của hai năm cuối cao hơn nhiều so với lợi ích ròng của phương án xử lý thông thường. Vậy liệu việc thay đổi suất chiết khấu có làm thay đổi thứ hạng của các phương án không? Chúng ta để vấn đề này lại vào cuối chương. Chúng ta cũng sẽ xem xét tầm quan trọng của việc lựa chọn suất chiết khấu ở những chương sau. Vai trò của ngân sách chính phủ và lựa chọn nhiều phương án Trong một số tình huống, có nhiều nguyên nhân để lựa chọn quy mô nhỏ hơn quy mô tối đa hóa lợi ích ròng. Xem xét cơ quan quản lý một vùng đang có nhiệm vụ cưỡng chế thi hành luật ô nhiễm không khí ở hai đô thị có quy mô trung bình. Cơ quan này có ngân sách cố định là 1 triệu đô la. Hai phương án có thể tiến hành là (1) chi toàn bộ số tiền vào chương trình ở 1 thành phố hoặc (2) chia ngân sách cho 2 chương trình ở 2 thành phố. Giả sử có các thông tin sau: Chi phí ($) Lợi ích ($) Lợi ích ròng ($) Chương trình 1 thành phố 1.000.000 2.000.000 1.000.000 Chương trình 2 thành phố Thành phố A 500.000 1.200.000 700.000 Thành phố B 500.000 1.200.000 700.000

Trong trường hợp này, lợi ích ròng từ chương trình hai thành phố lớn hơn chương trình 1 thành phố. Nguyên tắc là:

Phân bổ nguồn lực theo cách lợi ích ròng là tối đa với một nguồn ngân sách cố định.

Trong ví dụ ở trên, lợi ích ròng từ việc thực hiện chương trình hai thành phố là 1, 4 triệu đôla, rõ ràng là lớn hơn lợi ích ròng từ chương trình một thành phố trong khi tổng chi phí của hai chương trình là như nhau. Lựa chọn suất chiết khấu Chiết khấu là cách tính tổng của một dòng lợi ích ròng trong tương lai thành giá trị tương đương ở hiện tại. Trong nhiều dự án, giá trị này phụ thuộc rất lớn vào suất chiết khấu mà chúng ta lựa chọn sử dụng. Sử dụng suất chiết khấu quá thấp cũng có nghĩa là coi 1 đô la hiện tại gần như bằng với 1 đô la ở những thời điểm khác. Sử dụng suất chiết khấu quá cao hàm ý rằng một đôla hiện tại có giá trị hơn nhiều so với 1 đôla trong tương lai. Do vậy, sử dụng suất chiết khấu càng cao thì chúng ta càng khuyến khích phân bổ nguồn lực vào các


chương trình có lợi tức cao (tức là lợi ích cao và /hoặc chi phí thấp) trong ngắn hạn. Ngược lại, suất chiết khấu càng thấp thì chúng ta càng có xu hướng chọn những chương trình có lợi ích ròng cao trong dài hạn. Điều quan trọng trước tiên là phải phân biệt lãi suất danh nghĩa và lãi suất thực: Lãi suất danh nghĩa là lãi suất quan sát được trên thị trường. Lãi suất thực là lãi suất danh nghĩa đã được điều chỉnh theo lạm phát.


Ví dụ: Lãi suất danh nghĩa và lãi suất thực

Giả sử bạn gửi 100 đôla và ngân hàng với lãi suất 8%. Sau 10 năm số tiền gửi của bạn sẽ là 216 đôla. Nhưng đây chỉ là giá trị tiền tệ. Giả sử trong thời gian 10 năm đó giá cả tăng trung bình 3%/năm. Khi đó giá trị thực của khoản tiền bạn nhận được sẽ thấp hơn; trên thực tế, lãi suất thực mà số tiền gửi tích lũy chỉ là 5% (8% - 3%), do đó nếu tính theo giá trị thực thì số tiền gửi của bạn chỉ là 161 đôla sau 10 năm.26 Nguyên tắc xử lý giá trị danh nghĩa và thực là: 1. Nếu chi phí hoặc lợi ích được tính theo giá trị thực – tức là đã điều chỉnh theo lạm phát

– thì dùng lãi suất thực. 2. Nếu các giá trị được tính theo giá danh nghĩa thì dùng lãi suất danh nghĩa. 3. Nếu chi phí và lợi ích được ước tính cho nhiều năm và giả định có lạm phát thì những

giá trị này nên được điều chỉnh theo lạm phát. Cần dùng một chỉ số chuẩn để chuyển đổi các giá trị danh nghĩa thành giá trị thực. Vì dụ: chỉ số giảm phát chi tiêu quốc gia (gross national expenditure index) hoặc chỉ số giá thành trung gian. Chi phí và lợi ích sau khi điều chỉnh theo lạm phát sẽ được chiết khấu bằng suất chiết khấu thực.27

Lựa chọn suất chiết khấu là một đề tài còn nhiều tranh cãi trong những năm qua. Sau đây là một số lập luận chính. Suất chiết khấu phản ánh quan điểm của thế hệ hiện tại về trọng số tương đối của các lợi ích và chi phí xảy ra trong những năm khác nhau. Tuy nhiên dễ nhận thấy rằng có hàng loạt mức lãi suất khác nhau được sử dụng cùng một thời điểm – như lãi suất tiết kiệm, chứng từ đầu tư có bảo đảm, nợ vay ngân hàng, trái phiếu chính phủ v.v. Vậy chúng ta nên dùng lãi suất nào? Có hai trường phái về vấn đề này. Một là suất chiết khấu nên phản ánh cách mà con người nghĩ về thời gian. Một người thông thường sẽ thích 1 đôla hiện tại hơn là 1 đôla sau 10 năm; theo ngôn ngữ kinh tế học, họ có một suất ưu tiên theo thời gian dương. Người ta quyết định tiết kiệm bằng cách gửi tiền và ngân hàng với mức lãi suất nhất định. Lãi suất tiết kiệm này cho thấy mức lãi suất mà ngân hàng phải đưa ra để thuyết phục mọi người hy sinh các khoản tiêu dùng hiện tại. Do đó, chúng ta có thể dùng lãi suất tiền gửi tiết kiệm trung bình của ngân hàng để phản ánh suất ưu tiên theo thời gian trung bình của các cá nhân. Vấn đề đối với lập luận này là có nhiều cách khác để xác định suất ưu tiên theo thời gian của các cá nhân, và các cách này không nhất thiết cho cùng một kết quả. Nhiều nghiên cứu đã cho thấy rằng các cá nhân rất không nhất quán trong việc xác định suất ưu tiên theo thời gian. Họ có thể có suất ưu tiên theo thời gian chủ quan cao hơn nhiều so với lãi suất tiền gửi tiết kiệm của các định chế tài chính.

26 ây là con s g n đúng. Giá tr th c chính xác là 160, 64 đôla và lãi su t th c là 4,89%. 27 H u h t các sách giáo khoa kinh t h c đ u gi i thích cách đi u ch nh theo l m phát. Giá tr th c đ c tính b ng cách l y giá tr danh ngh a chia cho m t c ng t l l m phát. T l l m phát, ví d nh trong giai đo n 1999-2000 có th tính đ c b ng cách l y ch s giá (nh ch s giá hàng tiêu dùng) c a n m 2000 chia cho ch s giá n m 1999. Công th c này cho bi t giá tr th c vào th i đi m t = (giá tr doanh ngh a vào th i đi m t +1)/(1+p), v i p là t l l m phát gi a t và t + 1.


Trường phái thứ hai xác định suất chiết khấu đúng dựa trên khái niệm khả năng sinh lợi của đầu tư. Khi quyết định đầu tư, người ta dự tính rằng doanh thu đem lại sẽ bù đắp được các khoản chi phí đầu tư, nếu không người ta sẽ không đầu tư. ý tưởng ở đây là khi các nguồn lực được sử dụng cho các chương trình môi trường và tài nguyên thiên nhiên, các chương trình này nên có một suất sinh lợi trung bình tương đương với suất sinh lợi mà họ có thể có được ở khu vực tư nhân. Suất sinh lợi của khu vực tư nhân được phản ánh thông qua lãi suất cho vay của ngân hàng đối với các doanh nghiệp. Vì lý do này, chúng ta nên dùng suất chiết khấu phản ánh mức lãi suất mà các doanh nghiệp tư nhân phải trả khi họ vay tiền để đầu tư. Mức lãi suất này thông thường cao hơn lãi suất tiền gửi tiết kiệm. Với rất nhiều mức lãi suất trên thực tế, và với những lập luận chọn suất chiết khấu khác nhau như trên, các cơ quan khu vực công cũng lựa chọn suất chiết khấu theo cách khác nhau. Để giảm thiểu sự khác nhau về suất chiết khấu được lựa chọn, chính phủ thường chỉ định một suất chiết khấu chính thức được áp dụng ở tất cả các cơ quan và các bộ. Tuy nhiên, có một khó khăn khi sử dụng một suất chiết khấu cố định, đó là khi điều kiện kinh tế thay đổi thì lãi suất cũng dao động theo. Chúng ta chỉ có thể kết luận rằng mặc dù việc chiết khấu được chấp nhận rộng rãi, những tranh cãi về lựa chọn suất chiết khấu còn lâu mới được giải quyết. Chiết khấu và các thế hệ tương lai Việc áp dụng suất chiết khấu là không thay đổi được, ngay cả với các suất chiết khấu dù rất nhỏ. Một tỷ đôla, chiết khấu qua một thế kỷ với suất chiết khấu 5%, có giá trị hiện tại chỉ hơn 7, 6 triệu đôla một chút. Thế hệ hiện tại, với thời gian sống của mình, có thể không quan tâm đến những chương trình có lợi ích rất cao trong dài hạn. Ví dụ sau đây minh họa tác động của chiết khấu trong thời gian dài. Ví dụ: Tác động của chiết khấu Hình 6-2: Tác động của chiết khấu trong 100 năm

Hình (a)

$100.00

$55.37

$30.66$16.97

$9.40 $5.20

$0

$20

$40

$60

$80

$100

$120

0 20 40 60 80 100

Năm nhận được lợi ích

Giá

trị h

iện

tại c

ủa $

100

nhận

đư

ợc tr

ong

tươn

g la

i


Hình (b)

$100.00

$36.97

$13.80$5.20 $1.98 $0.76 $0.29

$0

$20

$40

$60

$80

$100

$120

0% 1% 2% 3% 4% 5% 6%

Suất chiết khấu

Giá

trị h

iện

tại c

ủa $

100

nhận

đư

ợc

sau

100

năm

Chiết khấu là một quá trình giá trị của các lợi ích và chi phí diễn ra trong tương lai thành giá trị tương đương trong hiện tại. Thời điểm xảy ra lợi ích và chi phí càng xa hiện tại thì giá trị hiện tại của chúng càng nhỏ. Hình 6-2a cho thấy giá trị hiện tại của khoản lợi ích ròng 100 đôla, với suất chiết khấu 3%, giảm như thế nào sau 100 năm. Với thời gian 40 năm, 100 đôla chỉ bằng 30 đôla theo giá trị hiện tại; và với 100 năm, giá trị hiện tại chỉ là hơn 5 đôla.

Tác động của suất chiết khấu được biểu diễn trên Hình 6-2b. Một khoản lợi ích ròng 100 đôla nhận được sau 100 năm với các suất chiết khấu từ 0 đến 6%. Trong khi 6% có vẻ như không phải là cao, nó làm cho 100 đôla gần như không còn gì sau 100 năm. Vấn đề trở nên thú vị hơn khi chúng ta chia lợi ích ròng thành dòng lợi ích và chi phí theo thời gian. Một nguyên nhân mà các nhà môi trường nhìn chiết khấu một cách ngờ vực là nó làm giảm đi những thiệt hại xảy ra trong tương lai do những hoạt động kinh tế hiện nay gây ra. Giả sử thế hệ hiện tại xem xét một chương trình hành động đem lại lợi ích là 10.000 đôla mỗi năm, trong 50 năm, nhưng từ năm thứ 50 trở đi sẽ có chi phí là 1 triệu đôla kéo dài vĩnh viễn. Điều này cũng giống như việc thế hệ hiện tại phải lựa chọn khi đối mặt về các chất thải độc hại, hay hiện tượng trái đất nóng dần. Đối với những người đang sống hôm nay, hiện giá của dòng chi phí kéo dài vĩnh viễn đó, với suất chiết khấu 10%, là khoảng 85.000 đôla28. Chi phí này không được coi là đáng kể trong quyết định của thế hệ hiện tại. Hiện giá của lợi ích (10.000 đôla mỗi năm trong 50 năm, hay 99.148 đôla) là lớn hơn hiện giá của chi phí. Theo quan điểm hiện tại, đây có thể là một lựa chọn tốt, bất chấp gánh nặng về chi phí cho các thế hệ tương lai. Rất khó giải quyết vấn đề phát sinh do sử dụng suất chiết khấu dương cho các chương trình môi trường có tác động dài hạn. Một số người cho rằng suất chiết khấu thích hợp cho các dự án môi trường dài hạn là 0%. Nhưng chúng ta phải cẩn thận. Nhiều loại tài nguyên môi truờng đã chịu nhiều thiệt hại do các dự án phát triển dùng suất chiết khấu thấp để đánh giá. Với suất chiết khấu thấp, thường là rất dễ dàng biện hộ cho những dự án xây dựng cơ sở hạ tầng nhiều rủi ro, như dự án thủy điện, bởi vì những lợi ích rất xa trong tương lai và không chắc chắn có thể sẽ lớn hơn những chi phí trong ngắn hạn. 28 Hi n giá 85.000 đôla đ c tính nh sau. Giá tr hi n t i c a dòng chi phí 1 tri u đôla kéo dài v nh vi n là 1 tri u đôla chia cho lãi su t (1 tri u /0,1 = 10 tri u). Nh ng chúng ta không ch u chi phí này ngay bây gi . Hi n giá c a 10 tri u đôla x y ra vào n m 50 là 10 tri u /(1+r)50 = 85.196 đôla.


Trong điều kiện chiết khấu chứa đựng sự không chắc chắn khi đánh giá những tác động môi trường dài hạn, chúng ta có thể dựa vào những tiêu chí khác để quyết định. Một trong những tiêu chí này là khái niệm bền vững trình bày ở Chương 1. Tính bền vững hàm chứa ý tưởng rằng chúng ta nên tránh những hành động làm giảm sút khả năng sinh lợi dài hạn của môi trường và tài nguyên thiên nhiên. Xã hội cũng có thể muốn tránh những quyết định dẫn tới hậu quả không thể đảo ngược, hay làm giảm khả năng lựa chọn của thế hệ tương lai. Giải quyết các tác động môi trường dài hạn còn là một vấn đề rất hóc búa, mà phân tích lợi ích - chi phí có thể không thích hợp. Vấn đề phân phối Mối quan hệ giữa tổng lợi ích và tổng chi phí là vấn đề hiệu quả kinh tế. Vấn đề phân phối quan tâm đến việc ai nhận được lợi ích và ai phải gánh chịu chi phí. Trong những dự án công, vấn đề phân phối phải được xem xét cùng với vấn đề hiệu quả, có nghĩa là phân tích lợi ích - chi phí phải đề cập đến vấn đề lợi ích ròng được phân phối như thế nào giữa các nhóm người khác nhau trong xã hội. Trong phần này chúng ta sẽ giới thiệu một số khái niệm cơ bản trong phân tích phân phối. Phân phối lợi ích và chi phí chủ yếu bàn về vấn đề công bằng. Có hai loại công bằng: công bằng theo chiều ngang và công bằng theo chiều dọc. Công bằng ngang đối xử như nhau đối với các cá nhân trong cùng một hoàn cảnh. Ví dụ, một chương trình môi trường có tác động như nhau đối với cư dân đô thị với thu nhập 20.000 đôla cũng như cư dân nông thôn với mức thu nhập tương tự là công bằng theo chiều ngang. Hãy xem xét những con số sau về một chương trình liên quan đến ba cá nhân mà chúng ta giả định là có cùng mức thu nhập. Chi phí giảm ô nhiễm của chương trình đối với 3 cá nhân; có thể là dưới hình thức giá cả một số mặt hàng cao hơn, thời gian bỏ ra cho việc xử lý, thuế cao hơn hay các yếu tố khác. Thiệt hại giảm đi là thước đo của giá trị cải thiện chất lượng môi trường cho mỗi cá nhân. Cá nhân A Cá nhân B Cá nhân C Thiệt hại môi trường giảm ($/năm) 60 80 120 Chi phí giảm ô nhiễm ($/năm) 40 60 80 Chênh lệch 20 20 40

Chi phí và thiệt hại giảm cho cá nhân A và B khác nhau, nhưng chênh lệch lợi ích – chi phí là như nhau (20$/năm), do đó tỷ lệ của phần chênh lệch này với thu nhập là bằng nhau. Do đó đối với hai cá nhân này, chương trình là cân bằng theo chiều ngang. Điều này lại không đúng đối với cá nhân C vì cá nhân này nhận được lợi ích ròng 40$/năm. Do cá nhân C được giả định là có cùng mức thu nhập với A và B, anh ta rõ ràng là hưởng lợi nhiều hơn từ chương trình này; và công bằng ngang không đạt được trong trường hợp này. Công bằng dọc đề cập đến việc một chính sách tác động như thế nào đối với các cá nhân trong những hoàn cảnh khác nhau, cụ thể là đối với các cá nhân có mức thu nhập khác nhau. Hãy xem xét những con số trong Bảng 6-3. Những con số này phản ánh tác động bằng tiền của 3 chương trình cải thiện chất lượng môi trường khác nhau đối với 3 cá nhân có thu nhập thấp, trung bình và cao. Mỗi cá nhân hưởng lợi từ chương trình do thiệt hại giảm đi và gánh chịu các chi phí dưới dạng phần chi phí xử lý mà mỗi cá nhân phải chịu. Phần


“chênh lệch” phản ánh lợi ích ròng của mỗi cá nhân: thiệt hại giảm đi trừ chi phí xử lý. Những con số trong ngoặc là tỷ lệ phần trăm theo thu nhập của các giá trị chi phí và lợi ích tương ứng. Những giá trị phần trăm này minh họa ba loại tác động phân phối của chương trình. Đó là: tác động theo tỷ lệ, tác động nghịch và và lũy tiến. 1. Tác động theo tỷ lệ. Chương trình lấy đi thu nhập theo một tỷ lệ như nhau đối với các

cá nhân. Trong Bảng 6-3, chương trình 1 có tác động theo tỷ lệ vì lợi ích ròng đối với mỗi cá nhân là 1% thu nhập cá nhân.

2. Tác động nghịch. Chương trình cung cấp lợi ích ròng nhiều hơn cho các cá nhân có

thu nhập cao hơn so với các cá nhân có thu nhập thấp, tính theo tỷ lệ theo thu nhập. Chương trình 2 có tác động nghịch vì cá nhân có thu nhập cao nhận lợi ích ròng 5% thu nhập trong khi tỷ lệ này giảm khi thu nhập giảm.

3. Tác động lũy tiến. Chương trình cung cấp cho các cá nhân có thu nhập thấp lợi ích

ròng theo tỷ lệ cao hơn so với các cá nhân có thu nhập cao. Chương trình 3 có tác động lũy tiến vì cá nhân có thu nhập thấp nhất nhận được tỷ lệ lợi ích ròng theo thu nhập cao nhất. Tỷ lệ lợi ích ròng trên thu nhập giảm khi thu nhập tăng.

Do đó một chương trình môi trường (hay bất kỳ chương trình nào khác) có tác động tỷ lệ, nghịch hay lũy tiến hay không còn tùy thuộc vào tỷ lệ của lợi ích ròng so với thu nhập là như cũ, cao hơn hay thấp hơn đối với người có thu nhập thấp so với người có thu nhập cao. Bảng 6-3 cũng minh họa một vấn đề công bằng khác – các chi phí và lợi ích được phân phối như thế nào cho các nhóm cá nhân. Ví dụ, mặc dù tác động tổng quát của chương trình 2 là nghịch, chi phí xử lý của chương trình này được phân phối một cách lũy tiến (tức là chi phí cao hơn cho người có thu nhập cao). Nhưng trong trường hợp này thiệt hại giảm đi được phân phối nghịch đến mức tác động chung là nghịch. Tương tự, trong chương trình 3, mặc dù tác động chung là lũy tiến, chi phí xử lý được phân phối nghịch. Bảng 6-3: Công bằng dọc (*) Cá nhân A Cá nhân B Cá nhân C Thu nhập 5.000 20.000 50.000 Chương trình 1 Thiệt hại giảm 150 (3.0) 300 (1.5) 600 (1.2) Chi phí xử lý 100 (2.0) 100 (0.5) 100 (0.2) Chênh lệch 50 (1.0) 200 (1.0) 500 (1.0) Chương trình 2 Thiệt hại giảm 150 (3.0) 1.400 (7.0) 5.500 (11.0) Chi phí xử lý 100 (2.0) 800 (4.0) 3.000 (6.0) Chênh lệch 50 (1.0) 600 (3.0) 2.500 (5.0) Chương trình 3 Thiệt hại giảm 700 (14.0) 2.200 (11.0) 3.000 (6.0) Chi phí xử lý 300 (0.6) 1.000 (5.0) 1.500 (3.0) Chênh lệch 400 (0.8) 1.200 (6.0) 1.500 (3.0)

* Các con số trong bảng biểu diễn giá trị bằng tiền. Các con số trong ngoặc cho biết tỷ lệ phần trăm trên thu nhập. Những định nghĩa trên về tác động phân phối có thể dẫn đến quyết định sai lệch. Một chương trình tác động nghịch có thể thực sự phân phối phần lớn lợi ích ròng cho người nghèo. Giả sử một chính sách tăng thu nhập ròng của một người giàu lên 10%, nhưng tăng


thu nhập của 1.000 người nghèo lên 5% mỗi người. Chính sách này về mặt kỹ thuật là tác động nghịch, mặc dù phần lớn tổng lợi ích ròng lại dành cho người nghèo. Thông thường rất khó ước lượng tác động phân phối của các chương trình môi trường. Để làm điều đó, cần phải có rất nhiều thông tin về tác động theo các nhóm thu nhập, chủng tộc, và các yếu tố khác. Nói chung, thông tin về môi trường và sức khỏe không được thu thập theo thu nhập và chủng tộc. Do vậy, thông tin về các căn bệnh liên quan đến môi trường thông thường không cho phép so sánh giữa các nhóm kinh tế, xã hội và chủng tộc khác nhau. Cũng không dễ để ước tính các chi phí được phân phối như thế nào cho các nhóm này, bởi vì điều này phụ thuộc vào các nhân tố phức tạp liên quan đến hệ thống thu thuế, cơ cấu tiêu dùng, sự sẵn có của các phương án thay thế v.v. Bất chấp những khó khăn này, phân tích lợi ích - chi phí cũng nên đề cập việc tổng lợi ích ròng được phân phối như thế nào trong dân cư càng sâu càng tốt. Các vấn đề phân phối sẽ được đề cập trong suốt những chương sau của quyển sách này.


Sự không chắc chắn Khi áp dụng phân tích lợi ích - chi phí cho tài nguyên thiên nhiên và môi trường, chúng ta dự báo các sự kiện xảy ra rất xa trong tương lai, và khi làm điều này chúng ta phải chấp nhận rằng chúng ta không có cách nào biết được tương lai một cách chắc chắn. Sự không chắc chắn đến từ nhiều nguồn. Có thể chúng ta không có khả năng dự báo sở thích của người tiêu dùng tương lai, những người có thể có cách nghĩ rất khác với chúng ta về chất lượng môi trường. Đối với những nghiên cứu về tác động dài hạn của hiện tượng trái đất nóng dần, tỷ lệ tăng dân số trong tương lai là rất quan trọng, và không thể biết tỷ lệ này một cách chắc chắn. Sự không chắc chắn cũng có thể bắt nguồn từ thay đổi công nghệ. Tiến bộ công nghệ trong các thiết bị kiểm soát ô nhiễm hoặc tái chế vật liệu có thể thay đổi một cách đáng kể chi phí tương lai để đạt được các mục tiêu môi trường. Môi trường tự nhiên cũng là một nguồn không chắc chắn. Các hiện tượng khí tượng có thể tác động đến kết quả của các chương trình môi trường; ví dụ, trong một số trường hợp chúng ta có thể không biết một cách chắc chắn và chính xác về tác động của các hoạt động của con người đối với các hiện tượng tự nhiên. Chúng ta nên đề cập như thế nào đến việc các lợi ích và chi phí là không chắc chắn; hay các kết quả tương lai là có tính xác suất? Nếu chúng ta biết xác suất này, chúng ta có thể tính các lợi ích và chi phí gần đúng nhất. Hãy xem xét vấn đề dự báo tác động của việc thay đổi chính sách đến hiện tượng tràn dầu. Trong một năm nào đó, có thể không có vụ tai nạn tràn dầu nào, hoặc có 1 vụ, hoặc nhiều vụ; con số chính xác là không chắc chắn. Mục tiêu là tính toán số vụ tràn dầu mỗi năm dưới những chính sách kiểm soát tràn dầu khác nhau. Một cách để làm điều này là ước lượng giá trị kỳ vọng của số vụ tràn dầu mỗi năm. Chúng ta có thể thu thập thông tin nay ở đâu? Thông tin có thể đã được thu thập trong nhiều năm và có thể được sử dụng để tính số trung bình dài hạn. Nếu thông tin này không sẵn có, các kỹ sư, các nhà khoa học hay những người có kinh nghiệm có thể đưa ra con số ước tính. Các ước tính này có thể được dùng để xây dựng hàm phân bố xác suất của số vụ tràn dầu như trình bày trong Bảng 6-4. Bảng 6-4: Tính toán giá trị kỳ vọng của số vụ tràn dầu

Số vụ tràn dầu Xác suất Giá trị kỳ vọng của số vụ tràn dầu 0 0,77 0 0,77 = 0 1 0,12 1 0,12 = 0,12 2 0,07 2 0,07 = 0,14 3 0,03 3 0,03 = 0,09 4 0,01 4 0,01 = 0,04

Nhiều hơn 4 - - Giá trị kỳ vọng: 0,39

Bảng 6-4 trình bày xác suất của số vụ tràn dầu trong một năm. Các con số này đều là giả định. Ví dụ, xác suất không có vụ tai nạn nào là 0,77, có 1 vụ là 0,12, có 2 vụ là 0, 07 v.v. Giá trị kỳ vọng được tính bằng cách lấy số vụ tai nạn nhân với xác suất tương ứng, và tính tổng cho tất cả các số có thể xảy ra. Cách tính này cho biết con số trung bình có trọng số của một hiện tượng, như trình bày trong Bảng 6-4. Trong Bảng 6-4, giá trị kỳ vọng của số vụ tai nạn tràn dầu là 0, 39 mỗi năm. Từ đó ta có thể tính lượng dầu bị tràn mỗi năm và có thể cả giá trị thiệt hại. Do đó trong trường hợp này chúng ta có thể tính giá trị kỳ vọng cho một hiện tượng mang tính xác suất, cụ thể là giá trị kỳ vọng của lợi ích và chi phí.


Tóm lại

Giá trị kỳ vọng là giá trị trung bình có trọng số, là số lần một hiện tượng xảy ra nhân với xác suất xảy ra tương ứng, và tính tổng cho tất cả số lần có thể xảy ra.

Cách tiếp cận này là phù hợp nếu chúng ta có được những ước lượng xác suất của các sự kiện đáng tin cậy. Nhưng trong nhiều trường hợp, những giá trị này có thể không sẵn có, bởi vì chúng ta có thể không có đủ kinh nghiệm về những hiện tượng tương tự để có thể biết xác suất xảy ra với một độ tin cậy nhất định. Một cách tiếp cận khác có sự trợ giúp của máy tính, là phân tích kịch bản. Giả sử chúng ta thử dự báo chi phí giảm lượng phát thải CO2 trong dài hạn như là một bước làm giảm hiệu ứng nhà kính. Những chi phí này phụ thuộc rất nhiều vào sự phát triển công nghệ trong tương lai liên quan đến hiệu quả sử dụng năng lượng trong sản xuất. Chúng ta ít có kinh nghiệm dự báo sự thay đổi công nghệ trong dài hạn, do đó sẽ không thực tế khi ước lượng xác suất thay đổi công nghệ. Thay vào đó, chúng ta tiến hành phân tích nhiều lần, trong mỗi lần chúng ta giả định một xác suất thay đổi công nghệ khác nhau. Do đó, chúng ta có thể có 3 kịch bản, với những kết quả khác nhau dựa vào sự thay đổi công nghệ trong tương lai là “chậm”, “vừa phải” hay “nhanh”.

Tuy nhiên, có một khó khăn trong sử dụng giá trị kỳ vọng để ra các quyết định. Giá trị kỳ vọng là phù hợp khi phân tích số lượng lớn các tình huống có thể xảy ra; sự quan sát lặp đi lặp lại nhiều lần sẽ giúp giảm bớt tác động của những hiện tượng quá sai lệch. Trong trường hợp tràn dầu, số tai nạn mỗi năm được cho là sẽ tiến đến giá trị kỳ vọng. Nhưng đối với những hiện tượng chỉ xảy ra một lần, chúng ta có thể xem xét kỹ hơn những quyết định dựa vào giá trị kỳ vọng. Hãy xem xét những con số sau:

Chương trình A Chương trình B Lợi ích ròng Xác suất Lợi ích ròng Xác suất

500.000 0,475 500.000 0,99 300.000 0,525 -10.000.000 0,01

Giá trị kỳ vọng 395.000 Giá trị kỳ vọng 395.000

Hai chương trình này có cùng giá trị kỳ vọng. Nhưng giả sử chúng ta chỉ có thể lựa chọn một lần giữa hai chương trình. Có thể tình huống này giống một sự lựa chọn giữa nhà máy điện hạt nhân và nhà máy điện truyền thống. ở chương trình A, lợi ích ròng là không chắc chắn, nhưng các kết quả không quá chênh lệch và xác suất xảy ra là gần bằng nhau – gần như là 50-50. Chương trình B lại hoàn toàn khác. Xác suất để có lợi ích ròng 500.000 là rất cao, nhưng lại có một khả năng xảy ra thảm họa dù là rất nhỏ (như nổ nhà máy, làm thiệt mạng hàng trăm người và gây ra những thiệt hại không thể cứu vãn). Nếu chúng ta ra quyết định mà chỉ đơn thuần dựa vào giá trị kỳ vọng, chúng ta sẽ coi hai chương trình này là như nhau; và có thể tung một đồng xu để quyết định lựa chọn. Khi làm như thế, chúng ta là những người trung hòa với rủi ro, chỉ ra quyết định dựa vào giá trị kỳ vọng. Mặt khác, nếu đây là quyết định chỉ thực hiện một lần, chúng ta có thể cho rằng xác suất xảy ra thảm họa ở dự án B, dù là rất nhỏ, sẽ là một mối nguy hiểm mà chúng ta không muốn gặp phải. Trong trường hợp này, chúng ta là người không thích rủi ro.

Trong kiểm soát ô nhiễm, không thích rủi ro có thể là chính sách tối ưu trong một số trường hợp. Hiện tượng thay đổi khí hậu toàn cầu đã mở ra khả năng mất môi trường sống của con người trong tương lai. Quy mô tiềm tàng của những tác động này đã giải thích cách tiếp cận ra quyết định một cách bảo thủ và không thích rủi ro hiện nay. Những quyết định không thích rủi ro cũng cần thiết cho vấn đề liên quan đến sự tuyệt chủng của một giống loài; một loạt những quyết định tưởng chừng là nhỏ ngày hôm nay có thể dẫn tới sự suy giảm nghiêm trọng nguồn gen trong tương lai, và điều này có khả năng làm giảm phúc


lợi của con người. Những vấn đề toàn cầu cũng không phải là vấn đề duy nhất cần thận trọng tránh những rủi ro lớn với xác suất nhỏ. Sự ô nhiễm các tầng nước ngầm quan trọng là nguy cơ đối với rất nhiều cộng đồng. Và trong bất kỳ trường hợp nào liên quan đến tính mạng con người, một người bình thường sẽ phải ghét rủi ro. PHÂN TÍCH HIỆU QUẢ CHI PHÍ Giả sử một cộng đồng nhận ra rằng nguồn nước hiện tại của họ đã bị ô nhiễm do một số hóa chất, và họ phải chuyển sang dùng một nguồn nước thay thế. Giả sử có nhiều khả năng: có thể khoan một giếng khác vào tầng nước không bị ô nhiễm, xây dựng một hệ thống ống dẫn từ một thị trấn gần đó, hoặc xây dựng một hồ chứa nước. Một phân tích hiệu quả chi phí sẽ ước lượng chi phí của các phương án khác nhau, mục đích là để so sánh chi phí cấp nước cho cộng đồng. Phân tích hiệu quả chi phí, nói cách khác, sẽ so sánh chi phí của các phương án khác nhau giúp đạt được cùng một mục tiêu cho trước. Người ta có thể cho rằng đây chỉ là một nửa của phân tích lợi ích - chi phí, bởi vì chỉ có chi phí là được ước lượng dưới dạng tiền.

Một dự án hay chính sách hiệu quả về mặt chi phí là một dự án hay chính sách giúp đạt được một mức lợi ích nhất định với chi phí thấp nhất so với các chính sách/dự án khác.

Bảng 6-5 trình bày kết quả của một nghiên cứu về một chương trình giảm nồng độ phốt-pho (P) tại vịnh Quinte ở hồ Ontario. Nghiên cứu này được International Joint Commission, một tổ chức song phương có mục đích nghiên cứu và đưa ra các kiến nghị về chính sách cho các chính phủ về những vấn đề liên quan đến tài nguyên nước ở dọc biên giới Canada-Hoa Kỳ, thực hiện. Phốt-pho bắt nguồn từ phân bón trôi theo các dòng chảy, hệ thống xử lý nước sinh hoạt ở các đô thị và các hoạt động công nghiệp. Lượng phốt -pho dư thừa sẽ dẫn đến sự bùng nổ tảo ở các hồ chứa nước, dẫn đến tiêu hủy oxy trong nước, làm chết cá và các loài thủy sinh khác. Hệ thống xử lý thứ cấp hiện nay không đủ khả năng khử hết phốt -pho để ngăn ngừa hiện tượng thừa dinh dưỡng. Kết quả trình bày chi phí giảm nồng độ phốt -pho trong vùng vịnh trên 1 microgram /lít (g/L). Xử lý nước thải từ các nhà máy xử lý nước tỏ ra là phương án hiệu quả nhất về mặt chi phí. Việc giảm 1 g/L sẽ tốn 98.000 đôla, so với phương án có chi phí cao hơn kế tiếp là thấp hơn 10 lần (dẫn nước từ Hồ Ontario sang phía bắc vịnh). Phân tích hiệu quả chi phí là một công cụ mạnh khi lợi ích của dự án hay chính sách là như nhau. Nó nhấn mạnh tầm quan trọng của việc xem xét các phương án và tìm ra phương án có chi phí xã hội thấp nhất để đạt được một mục tiêu cho trước.

Bảng 6-5: Hiệu quả chi phí của các phương án giảm thiểu nồng độ phốt -pho tại Vịnh Quinte, Hồ Ontario Phương án Chi phí (ngàn đôla) trên một g/L

phốt -pho được xử lý Xử lý bậc cao tại các nhà máy xử lý nước thải 1.078 Xử lý nước thải từ các nhà máy xử lý nước 98 Giảm lượng phốt -pho trong đầu vào nông nghiệp 2.033 Xử lý phèn đối với bùn trong hồ 2.000 Dẫn 20 km2 nước hồ Ontario về phía bắc vịnh 1.104 Dẫn 35 km2 nước hồ Ontario về phía bắc vịnh 978

Nguồn: Lấy từ ủy ban kế hoạch hành động Vịnh Quinte, “Discussion Paper”, September, 1989.


Bảng 6-5 cũng cho thấy cần giải thích cẩn thận các chi phí. Mặc dù xử lý nước thải có chi phí thấp nhất tính theo lượng phốt-pho được xử lý, nó có thể không phải là cách tốt nhất để giảm nồng độ phốt -pho trong vùng vịnh. Có thể kết hợp nhiều chính sách sẽ tốt hơn. Có nhiều vấn đề cần quan tâm ở đây. Mỗi công nghệ đều có những hạn chế về khả năng xử lý tối đa lượng phốt -pho; do đó, tuỳ thuộc vào lượng phốt -pho cần xử lý mà chúng ta cần sử dụng kết hợp các công nghệ khác nhau. Có thể có những kỹ thuật khác hiệu quả hơn về mặt chi phí nhưng lại khó đo lường chi phí. Một ví dụ là giảm lượng phốt -pho từ hoạt động công nghiệp. Các chi phí này liên quan đến hàng loạt các chi phí thiết bị và vận hành. Nhà máy xử lý là thâm dụng vốn; trong khi việc dẫn nước và xử lý bằng phèn có chi phí vận hành cao. Đây có thể là một vấn đề lớn về ngân sách mà chính phủ sẽ quan tâm. Các vấn đề ô nhiễm lại có nhiều khía cạnh. Một kỹ thuật (ví dụ như nhà máy xử lý bậc cao) có thể có những lợi ích ngoài lợi ích từ việc giảm hàm lượng phốt -pho, trong khi những kỹ thuật khác (ví dụ cho phèn vào hồ) có thể có những tác dụng phụ đối với môi trường. Hiệu quả chi phí do vậy chỉ là một bước trong việc ra quyết định về chính sách môi trường. Phân tích lợi ích - chi phí rõ ràng là đầy đủ hơn. Tuy nhiên, do những hạn chế về thông tin, đặc biệt là những khó khăn trong đo lường lợi ích, phân tích hiệu quả về mặt chi phí có thể là cách tiếp cận khả thi duy nhất. Phân tích hiệu quả chi phí cũng sẽ có ý nghĩa trước khi đưa ra cam kết mạnh mẽ về một mục tiêu cụ thể. Một khi đã thực hiện phân tích hiệu quả chi phí, người ta có thể nói, ít nhất là một cách tương đối, liệu có một phương án nào khác là đáng mong muốn hơn hay không. Họ có thể nói: “Chúng tôi không biết chính xác lợi ích bằng tiền là bao nhiêu, nhưng chúng tôi cảm thấy rằng những lợi ích đó là cao hơn chi phí của các phương án mà chúng tôi đã tính toán, do đó chúng tôi sẽ tiến hành một hoặc nhiều phương án đó.” PHÂN TÍCH TÁC ĐỘNG MÔI TRƯỜNG Một phân tích tác động môi trường (EIA) là nhận dạng và nghiên cứu tất cả những tác động đối với môi trường mà một chương trình hành động gây ra. Phần lớn nội dung của EIA sẽ tập trung vào những tác động được cho là sẽ xảy ra từ một quyết định, mặc dù EIA không có giá trị quá lớn, đặc biệt là khi thực hiện để xem xét những dự báo trước đó có chính xác hay không. EIA có thể được thực hiện cho bất kỳ một hoạt động xã hội nào – công cộng hay tư nhân, công nghiệp hay dân dụng, địa phương hay quốc gia. Nhiều nước đã có những quy định pháp lý yêu cầu phải tiến hành nghiên cứu tác động môi trường khi một chương trình/dự án công quan trọng được đưa ra xem xét, đôi khi cả những dự án tư nhân. Đôi khi đây là công việc của những nhà khoa học tự nhiên, những người tập trung tìm ra và mô tả những tác động về vật lý của các chương trình hay dự án, đặc biệt là những mối liên kết phức tạp mà những tác động này có thể gây ra đối với hệ sinh thái. Những EIA loại này không trực tiếp đưa ra các giá trị xã hội của những tác động môi trường. Các nhà kinh tế học cũng có một vai trò riêng trong quy trình EIA. Trong khi các nhà khoa học tự nhiên có vai trò quan trọng trong việc đánh giá tác động môi trường, những tác động dây chuyền về mặt sinh thái chưa phải là đầy đủ. Ví dụ, giả sử có một dự án xây dựng đập nước, đập nước này làm ngập một phần lưu vực của con sông, đồng thời đem lại khả năng cung cấp dịch vụ giải trí. Một phần quan trọng trong tác động môi trường là chính sự ngập nước, dẫn tới việc mất đi một số động thực vật, giải trí trên sông và đất canh tác v.v. Nhưng hành vi của những người bị tác động bởi dự án cũng có ảnh hưởng lớn. Những người đến đây với mục đích giải trí có thể làm tắc nghẽn giao thông và gây ra ô nhiễm không khí. Những ngôi nhà mới, hay sự phát triển thương mại do dịch vụ giải trí đem lại cũng có thể gây ra những tác động tiêu cực cho môi trường. Do vậy, để nghiên cứu


đầy đủ tác động môi trường của đập nước, người ta không chỉ phải tính đến những tác động về vật lý của đập nước và sự trữ nước của nó mà còn phải tính đến phản ứng của con người đối với sự thay đổi này. TÓM TẮT Trong những chương trước chúng ta đã đề cập đến vấn đề cải thiện môi trường dưới dạng sự đánh đổi, một bên là giá sẵn lòng trả (lợi ích) và bên kia là chi phí xử lý. Trong chương này chúng ta bắt đầu tập trung vào vấn đề đo lường những lợi ích và chi phí này. Để làm điều đó, các nhà nghiên cứu đã dùng một khung phân tích để so sánh lợi ích và chi phí. Chúng ta tập trung vào cách tiếp cận cơ bản được dùng trong kinh tế tài nguyên thiên nhiên và môi trường: phân tích lợi ích - chi phí. Phần sau chương này đã thảo luận về những khái niệm cơ bản liên quan đến phân tích lợi ích - chi phí. Đó là: Các bước phân tích cơ bản Xác định quy mô thích hợp cho dự án/chương trình Tính hiện giá của lợi ích ròng Vấn đề chiết khấu giá trị tương lai Các vấn đề phân phối, và Sự không chắc chắn Chúng ta đã thảo luận về phân tích hiệu quả về mặt chi phí – tìm ra phương án có chi phí thấp nhất để đạt được một lợi ích nhất định – và phân tích tác động môi trường. Với cấu trúc cơ bản của phân tích lợi ích - chi phí, bây giờ chúng ta sẽ chuyển sang những vấn đề thực tế trong đo lường lợi ích và chi phí của các chương trình môi trường. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Tỷ số lợi ích -chi phí Tỷ lệ Gộp Nghịch Phân tích hiệu quả về chi phí Lũy tiến Suất chiết khấu Lãi suất thực Chiết khấu Không thích rủi ro Giá trị kỳ vọng Trung hòa đối với rủi ro Công bằng theo chiều ngang Phânt ích kịch bản Lãi suất danh nghĩa Phân tích độ nhạy Hiện giá Quy mô hiệu quả về mặt xã hội Phân phối xác suất Công bằng theo chiều dọc BÀI TẬP 1. Giả sử chính quyền tại một địa phương đang cố gắng giải quyết vấn đề ô nhiễm thuốc

diệt côn trùng trong nguồn nước. Họ muốn thực hiện phân tích lợi ích - chi phí đối với hai phương án kiểm soát thuốc diệt côn trùng:

Nâng cấp nhà máy xử lý nước để khử thuốc diệt côn trùng; hay Cấm dùng thuốc diệt côn trùng trong khu vực đô thị


Giả sử cả hai đều giúp giảm hàm lượng thuốc diệt côn trùng xuống mức không còn nguy hiểm đến sức khỏe con người. Chi phí của chương trình là như sau: Nâng cấp nhà máy xử lý nước: chi phí thiết bị = 20 triệu đôla. Nhà máy mới sẽ được

xây dựng trong năm đầu tiên và bắt đầu hoạt động vào cuối năm. Sau khi bắt đầu hoạt động, chi phí vận hành của nhà máy là 1 triệu đôla mỗi năm. Sau khi xây dựng, nhà máy có tuổi thọ 5 năm, sau đó phải được thay thế bằng một nhà máy mới.

Cấm sử dụng thuốc diệt côn trùng: chi phí vận hành hàng năm để chuyển sang sử dụng những hóa chất không độc hại để kiểm soát côn trùng là 3, 5 triệu đôla mỗi năm.

Giả sử suất chiết khấu là 5%. Vòng đời dự án là 10 năm. Giả sử hiện giá của lợi ích là 40 triệu đôla. Chính quyền địa phương nên chọn phương án nào? Bây giờ giả sử lợi ích của mỗi phương án là khác nhau. Cụ thể là, lợi ích vẫn là 40 triệu đôla đối với phương án cấm sử dụng thuốc, nhưng sẽ có một khoản lợi ích tăng thêm dưới dạng giảm thiệt hại đối với hệ sinh thái do nhà máy xử lý nước. Khoản lợi ích tăng thêm này phải là bao nhiêu để chính quyền coi hai phương án là như nhau? 2. Sử dụng số liệu trong Bảng 6-1 về 3 phương án xử lý nước thải sinh hoạt để minh họa

tác động của việc chọn lãi suất khác nhau để chiết khấu lợi ích, tính hiện giá của mỗi dự án nếu lãi suất là 2,5%, 10% và 20%. Điều gì sẽ xảy ra đối với hiện giá nếu lợi ích từ mỗi dự án sẽ phát sinh từ năm 2 thay vì năm 1? (Tức là dời dòng lợi ích sang phải một cột)


1. Suất chiết khấu thấp là “tốt” hay “xấu” cho môi trường? Giải thích. 2. Phân biệt công bằng theo chiều ngang và công bằng theo chiều dọc. Loại công bằng

nào phù hợp hơn cho phân tích lợi ích - chi phí? Giải thích. 3. Tại sao chính phủ có thể thích những dự án có lợi ích thấp với rủi ro thấp?


CHƯƠNG 7

PHÂN TÍCH LỢI ÍCH – CHI PHÍ: LỢI ÍCH Lợi ích của một vật nào đó bằng đúng với những gì mà người ta sẵn lòng trả để có nó, với những giả định cho trước về phân phối thu nhập và thông tin sẵn có. Đường thiệt hại biên (MD) trong mô hình MAC-MD thể hiện giá sẵn lòng trả của xã hội để giảm lượng phát thải từ một chất ô nhiễm và do đó cải thiện chất lượng môi trường29. Đường MD lúc này tương tự như đường cầu cho hàng hóa thông thường, nhưng dĩ nhiên sẽ dốc đứng bởi vì hàng hóa được đo lường là hàng hóa không mong muốn và phúc lợi của chúng ta tăng khi sử dụng ít hàng hóa này. Tổng lợi ích được đo lường bằng diện tích nằm dưới đường MD, giới hạn bởi điểm thiệt hại biên bằng 0 và mức ô nhiễm mục tiêu như đã trình bày ở chương 5. Đây là phần thiệt hại giảm được do giảm ô nhiễm/cải thiện chất lượng môi trường (EQ). Chương này khảo sát các kỹ thuật nhằm đánh giá giá sẵn lòng trả (WTP) để giảm ô nhiễm. Một thách thức mà chúng ta phải đối đầu là không có thị trường cho người mua và bán chất lượng môi trường, do đó chúng ta không thể sử dụng những kỹ thuật trực tiếp dùng thị trường để đánh giá lợi ích. Chúng ta phải sử dụng những kỹ thuật gián tiếp. Một nhà kinh tế học môi trường từng nói: “Công việc ước lượng lợi ích thường gồm việc thăm dò nhằm lắp ráp các giá trị mà cá nhân gán cho dịch vụ môi trường khi họ phản ứng với các tín hiệu kinh tế khác”30. Có nhiều mức độ trong việc đánh giá giá trị lợi ích. Đối với một nhà phân tích làm việc cho một văn phòng môi trường thì đánh giá giá trị lợi ích là công việc thế số vào các công thức. Diện tích đất ngập mặn nuôi nghêu bị giảm (do các nhà sinh học cung cấp) nhân với giá nghêu hiện hành trên thị trường (lấy được từ một cuộc khảo sát nhanh tại chợ) sẽ bằng với giá trị thiệt hại của ô nhiễm nước ở Howe Sound hay vịnh Fundy. Trong trường hợp này, giá thị trường của một hàng hóa rõ ràng phản ánh giá sẵn lòng trả của người tiêu dùng cho hàng hóa đó như đã thảo luận ở chương 3. Có thể dùng đường cầu thị trường để xác định tổng lợi ích (diện tích dưới đường cầu) của việc giảm ô nhiễm. Lợi ích này bằng với việc giảm tổng thiệt hại (diện tích dưới đường MD).

Có thể dùng giá thị trường để đánh giá giá trị thiệt hại của một hàng hóa thị trường bởi vì giá thị trường đại diện giá sẵn lòng trả biên cho hàng hóa đó.

Nhìn khía cạnh khác, các nhà kinh tế học môi trường đang tìm cách giải quyết với tất cả các loại hàng hóa môi trường không có giá trên thị trường bằng cách đo WTP cho ô nhiễm giảm/chất lượng môi trường tăng. Họ phát triển các phương pháp đo lường WTP và xây dựng đường MD (hoặc khái niệm tương đương là đường cầu cho cải thiện chất lượng môi trường).

29 Nh r ng chúng ta đang bàn v phát th i ô nhi m; m i liên h gi a l ng phát th i gi m đ c và ch t l ng môi tr ng t ng khá ph c t p b i vì chúng ta ph i bi t nh h ng c a l ng phát th i lên ch t l ng môi tr ng xung quanh, đ c bi t đ i v i nh ng ch t th i tích t . cho đ n gi n, ta ti p t c gi đ nh m i quan h tr c ti p gi a l ng phát th i gi m và ch t l ng môi tr ng t ng. 30 Myrick Freeman III, “Benefits of Pollution Control in U.S. Environmental Protection Agency, Critical Review of Estimating Benefits of Air and Water Pollution Control, Washington, D.C., EPA 600/5-78-014, 1978, pp. II-16


Đánh giá thiệt hại của một loại hàng hóa phi thị trường do ô nhiễm cần phải có phương pháp tính toán giá sẵn lòng trả biên cho việc giảm ô nhiễm/cải thiện chất lượng môi trường bởi vì giá thị trường của hàng hóa này không hiện hữu.

Chương này cung cấp danh sách các kỹ thuật khác nhau để đánh giá WTP cho việc giảm ô nhiễm/cải thiện chất lượng môi trường. Không có phương pháp nào áp dụng được cho mọi trường hợp. Có thể phân các kỹ thuật này thành 2 cách tiếp cận:

- Cách tiếp cận dùng giá thị trường để phản ánh WTP. Cách này đo lường thiệt hại

dưới dạng mất mát thu nhập hoặc sản lượng, năng suất bị giảm, và chi tiêu cần thiết để bù đắp thiệt hại môi trường. Thuật ngữ thường được dùng là phương pháp đo lường WTP trực tiếp.

- Cách tiếp cận tính WTP của cá nhân thông qua hành vi tiêu dùng của họ hoặc hỏi

trực tiếp. Cách này được sử dụng khi không có thị trường thực hoặc giá thị trường phần nào phản ánh được giá trị môi trường. Thuật ngữ thường được dùng là phương pháp đo lường WTP gián tiếp.

Bảng 7.1 liệt kê danh sách các kỹ thuật đánh giá cho các vấn đề môi trường tương ứng. Chúng ta bắt đầu bằng việc trình bày các phương pháp thiệt hại kinh tế (economic damage approaches), tập trung vào lĩnh vực giá trị sức khỏe. ƯỚC LƯỢNG THIỆT HẠI KINH TẾ Suy thoái môi trường gây ra thiệt hại; mô hình kiểm soát phát thải trong chương 5 dựa một phần trên mối quan hệ giữa phát thải và thiệt hại biên – hàm số MD. Do đó ta có thể thấy một cách trực tiếp là lợi ích của việc cải thiện chất lượng môi trường đến từ việc giảm thiệt hại. Để đo lường một hàm số thiệt hại do phát thải, chúng ta phải thực hiện các bước sau:

1. Đo lượng phát thải, 2. Xác định chất lượng môi trường xung quanh lượng phát thải đó, 3. Ước lượng lượng ảnh hưởng đến con người, 4. Đo lường ảnh hưởng (sức khỏe, mỹ quan, giải trí, hệ sinh thái v.v.), 5. Ước lượng giá trị của các ảnh hưởng này.

Bảng 7.1: Các phương pháp đánh giá giá trị lợi ích

Phương pháp Ứng dụng môi trường Phương pháp trực tiếp (sử dụng giá thị trường)

1. Thay đổi năng suất Ảnh hưởng ô nhiễm đến sức khỏe Ảnh hưởng ô nhiễm lên đến nông nghiệp, tài nguyên thiên nhiên

2. Chi phí chăm sóc sức khỏe Ảnh hưởng ô nhiễm đến sức khỏe


3. Thiệt hại vốn nhân lực Ảnh hưởng ô nhiễm đến sức khỏe 4. Chi phí thay thế/phục hồi thiệt hại tài sản, kinh doanh

Thiệt hại ô nhiễm gây ra cho cơ sở vật chất Thiệt hại hệ sinh thái (ví dụ tràn dầu)

Phương pháp gián tiếp (sử dụng giá sẵn lòng trả)

1. Chi tiêu bảo vệ/giảm thiệt hại Ảnh hưởng của ô nhiễm không khí, nước, tiếng ồn, tầm nhìn đến người tiêu dùng, các ngành công nghiệp, hệ sinh thái

2. Đánh giá hưởng thụ Giá trị tài sản Ô nhiễm không khí, ô nhiễm tiếng ồn, bãi

chứa chất thải độc hại Sự chênh lệch lương Ảnh hưởng ô nhiễm đến sức khỏe 3. Thị trường đại diện Chi phí du hành Lợi ích giải trí từ việc nâng cao chất lượng

môi trường “Hàng hóa xanh” Hàng hóa thân thiên môi trường thay thế

cho hàng hóa có hàm lượng ô nhiễm cao (chẳng hạn giấy có thể tái chế)

4. Đánh giá ngẫu nhiên Chất lượng môi trường hiện tại và tương lai Tất cả các loại ô nhiễm

Ba bước đầu tiên của quy trình là phần công việc của các nhà kỹ thuật. Mô hình trình bày mối quan hệ giữa mức phát thải và chất lượng môi trường xung quanh thường được gọi là mô hình khuếch tán (diffusion models). Nhà kinh tế học có thể tham gia vô bước thứ tư, nhưng vẫn cần phối hợp với các nhà sinh vật học và các nhà dịch tễ học. Liên kết giữa bước 3 và 4 thường được gọi là hàm số liều lượng - đáp ứng (dose – response function) Nghĩa là hàm này ước lượng phản ứng dưới dạng tử vong hoặc bệnh tật của con người với các mức phơi nhiễm khác nhau của chất gây ô nhiễm môi trường. Bước 5 là nơi nhà kinh tế học thể hiện mạnh mẽ vai trò của mình bằng việc đánh giá giá trị của các mức ảnh hưởng khác nhau được xác định từ các bước trước. Nói chung đây là bước có nhiều thách thức như chúng ta sẽ thấy ở các phần tiếp theo. Ước lượng trực tiếp thiệt hại kinh tế Thiệt hại sức khỏe Tất cả các dạng ô nhiễm đều có ảnh hưởng bất lợi tới sức khỏe. Ví dụ người ta cho rằng ô nhiễm không khí làm tăng tỷ lệ tử vong và bệnh tật cho người tiếp xúc, do cả việc tiếp xúc chất độc hại và tiếp xúc lâu dài với những loại ô nhiễm như SO2 hay bụi. Các loại bệnh như viêm cuống phổi, khí thũng, ung thư phổi cũng được cho rằng một phần là do ô nhiễm không khí. Người ta tính được giá trị thiệt hại sức khỏe do ô nhiễm không khí lên đến hàng tỷ đô la mỗi năm. Ô nhiễm nước cũng gây ra thiệt hại cho sức khỏe, chủ yếu thông qua các nguồn cung cấp nước sinh hoạt bị nhiễm bẩn. Do đó đo lường thiệt hại sức khỏe từ ô nhiễm môi trường là công việc quan trọng của các nhà kinh tế môi trường. Nền tảng của công việc đánh giá này là hàm số liều lượng - đáp ứng diễn tả mối quan hệ giữa sức khỏe con người và quá trình tiếp xúc với chất ô nhiễm môi trường. Có rất nhiều yếu tố tác động đến sức khỏe con người bên cạnh mức ô nhiễm môi trường xung quanh như cách sống, ăn uống, di truyền, tuổi tác. Để tách biệt tác động của ô nhiễm, hoặc người ta phải đưa vào tất cả các biến số khác hoặc phải chịu rủi ro tính toán tác động của ô nhiễm


trong khi thực sự thiệt hại sức khỏe lại bị các biến số khác tác động. Điều này yêu cầu một số lượng lớn dữ liệu chính xác liên quan đến các tác động sức khỏe cũng như các dữ liệu cho các yếu tố tác động khác. Một số số liệu như chất lượng nước hay không khí, thống kê về tử vong v.v. có thể tìm thấy trong các tài liệu thống kê nhưng thường rất tổng quát, khó đem lại kết quả chính xác. Tương tự, mặc dù số liệu thống kê có thể cung cấp thông tin đại loại như mức ô nhiễm không khí trung bình trong một khu vực của thành phố, nó cũng không thể cho biết dữ liệu chính xác về lượng ô nhiễm một cá nhân tiếp xúc vì còn phụ thuộc vào cá nhân đó sống bao nhiêu lâu trong môi trường đó. Trong xã hội hiện đại ngày nay càng khó để có số liệu chính xác về lượng tiếp xúc ô nhiễm của con người, bởi vì họ có thể sống ở nhiều nơi trong suốt cuộc đời. Các nhà dịch tễ học đã có rất nhiều kinh nghiệm với các loại dữ liệu chéo, thông tin từ các cuộc phỏng vấn kỹ lưỡng về cách sống, thói quen tiêu dùng, các nơi đã sống v.v. Một số nghiên cứu đã được thực hiện nhằm ước lượng tình trạng tử vong hoặc bệnh tật giảm bao nhiêu khi giảm ô nhiễm. Đo lường bệnh tật thường quan sát các chỉ số như số ngày nghỉ làm việc hoặc số ngày ảnh hưởng bởi sức khỏe kém. Không có kết quả chung về ước lượng ảnh hưởng của ô nhiễm không khí hay ô nhiễm nước. Một kết luận chung có thể thấy là kết quả thường phụ thuộc nhiều vào dữ liệu sử dụng trong mô hình và cách thức xử lý số liệu này, nghĩa là chúng ta vẫn thực sự không chắc chắn về mối liên kết chính xác giữa ô nhiễm không khí và tỷ lệ tử vong và bệnh tật. Sau khi nghiên cứu mô hình liều lượng - đáp ứng, công việc chính của nhà kinh tế học là tính toán giá trị của các ảnh hưởng sức khỏe. Chúng ta làm thế nào để tính giá trị cho một cuộc sống bị rút ngắn hay tình trạng suy nhược sức khỏe do phơi nhiễm các chất ô nhiễm môi trường? Phản ứng đầu tiên thường là phương pháp này không chấp nhận đuợc về mặt đạo đức khi cố gắng gáo giá trị tiền tệ cho sinh mạng con người. Cuộc sống con người có giá không? Ở một khía cạnh nào đó, câu trả lời là có. Nếu bạn hỏi một người đi đường cuộc sống của anh ta đáng giá bao nhiêu, bạn có thể sẽ không có câu trả lời bởi vì câu hỏi dường như đã vi phạm những tiêu chuẩn đạo đức thông thường. Tuy nhiên, xã hội như là một tổng thể, nghĩa là chúng ta hành động tập thể, không ứng xử như vậy. Thật sự thông qua cách chúng ta ra quyết định và hành xử tập thể, chúng ta ngầm gán giá trị cho cuộc sống con người. Rõ ràng nhất là xem cách kiểm soát giao thông. Mỗi năm, hàng ngàn người bị chết trên đường quốc lộ. Nhưng chúng ta đâu thấy một lượng tiền lớn đổ ra để thiết kế lại quốc lộ, làm chậm giao thông lại hoặc sản xuất xe cộ an toàn hơn. Đó là vì chúng ta đã ngầm đánh đổi giữa số người chết do tai nạn giao thông và các tác động giao thông khác, đặc biệt là lợi ích đi lại nhanh chóng thuận tiện. Tương tự chúng ta có thể kể đến những công nghệ hoặc hoạt động rủi ro khác mà chúng ta thường thấy. Do đó, có lý khi chúng ta nghiên cứu giá trị mà xã hội thực sự gán cho cuộc sống và sức khỏe con người trong hoạt động hàng ngày. Trong nhiều năm, thủ tục chuẩn để đánh giá thiệt hại sức khỏe như sau:

- Xem xét năng suất lao động của công nhân giảm cùng với sức khỏe giảm và cuộc

sống bị rút ngắn làm giảm vốn nhân lực; - Chi tiêu chăm sóc sức khỏe tăng.

Chẳng hạn chúng ta có thể cố đánh giá giá trị cuộc sống bằng cách xem xét những đóng góp kinh tế bị mất đi do không còn sống nữa. Trong suốt cuộc đời làm việc, một người có thể đóng góp vào quá trình sản xuất hàng hóa và dịch vụ mà xã hội tiêu dùng. Khi người đó chết, quá trình sản xuất dừng lại; do đó chúng ta có thể tính được giá trị sản xuất người đó có thể tạo ra nếu người đó còn sống. Giá trị sản xuất bị mất có thể thay đổi theo hàm số


của tuổi tác, kỹ năng và quá trình làm việc, do đó chúng ta có thể tính giá trị trung bình cho những nhóm người khác nhau. Bệnh tật hay mất khả năng làm việc do ô nhiễm cũng làm giảm vốn nhân lực của một người và do đó là khả năng kiếm thu nhập của người đó. Ví dụ trẻ em bị tổn thương thần kinh do chì (từ xăng pha chì, màu vẽ) hoặc thủy ngân (cá bị nhiễm thủy ngân, thủy ngân trong nước) trong môi trường sẽ không có khả năng trí tuệ mà chúng có được nếu sống trong môi trường sạch hơn. Một phương pháp khác được dùng để đo thiệt hại sức khỏe là tính chi phí y tế. Vì ô nhiễm tăng gây thiệt hại sức khỏe, chúng ta có thể ước lượng chi phí y tế tăng cho bệnh viện, bác sĩ, và quá trình phục hồi. Giảm ô nhiễm do đó làm giảm chi phí y tế, nghĩa là lợi ích của thay đổi chất lượng môi trường. Mất mát sản lượng và thiệt hại thiết bị Ô nhiễm không khí có thể làm giảm sản lượng nông sản thu hoạch ở những nơi bị tác động; nó cũng có thể làm giảm tốc độc tăng trưởng của rừng trồng lấy gỗ. Ô nhiễm nước có thể ảnh hưởng đến việc sử dụng nước trong sản xuất cũng như sinh hoạt của công ty hoặc người dân. Chất lượng nước giảm cũng ảnh hưởng xấu đến ngành công nghiệp đánh bắt thủy sản. Ô nhiễm đất gây ảnh hưởng nghiêm trọng đến sản xuất nông nghiệp. Ô nhiễm nơi làm việc có thể làm giảm hiệu suất làm việc của công nhân và làm máy móc nhà xưởng xuống cấp nhanh hơn. Trong những trường hợp này ta có thể nhận biết ảnh hưởng của ô nhiễm lên sản xuất hàng hóa và dịch vụ. Sở dĩ có thiệt hại là vì ô nhiễm bằng nhiều cách can thiệp vào quá trình sản xuất, làm cho sản phẩm làm ra tốn nhiều chi phí hơn. Cách chúng ta ước lượng lợi ích sản xuất liên quan đến việc giảm ô nhiễm phụ thuộc vào từng hoàn cảnh khác nhau. Ví dụ: Tăng sản lượng nông nghiệp do giảm ô nhiễm Một nhóm nhỏ nhà sản xuất nông nghiệp ở thung lũng B.C.’s Fraser bị ảnh hưởng bởi khói thải từ một nhà máy trong khu vực. Chất ô nhiễm của nhà máy làm giảm sản lượng thu hoạch, do đó giảm phát thải sẽ làm tăng sản lượng. Sản phẩm thu hoạch được bán ở thị trường trong nước, và giá sẽ không bị ảnh hưởng bởi sản lượng thay đổi trong vùng. Hình 7.1 minh họa tình huống này. Trong đồ thị, S1 (= MC1) là đường cung (chi phí biên) của các nhà sản xuất nông nghiệp này trước khi cải thiện chất lượng không khí. S2 (= MC2) là đường cung (chi phí biên) sau khi cải thiện. Giá sản phẩm là p1. Trước khi thay đổi, mức sản lượng là q1, sau thay đổi sản lượng tăng lên q2. Một cách để ước lượng lợi ích cải thiện môi trường là đo lường giá trị sản lượng tăng thêm cho các nhà sản xuất này. Sản lượng tăng thêm đơn giản nhân với giá nông sản cho ước lượng tương đương với diện tích (d+e) trong hình 7.1. Nhưng giá trị sản lượng tăng lên không tương ứng với khái niệm căn bản của mô hình, là WTP cho cải thiện chất lượng môi trường. Giá trị sản lượng tăng thêm có vấn đề là nó không phải là lợi ích ròng cho nông dân và do đó không đo lường được WTP. Lợi ích ròng là thu nhập ròng31. Chi phí sản xuất có thể thay đổi nên phải được loại trừ ra khỏi tính toán. Khi ô nhiễm không khí giảm, có thể nông dân tăng sử dụng nhập lượng nào đó và canh tác thâm canh hơn. Làm thế nào chúng ta kiểm soát được những vấn đề này?

31 Trong ví d này, thu nh p ròng b ng v i l i nhu n ho t đ ng (t ng doanh thu tr chi phí ho t đ ng) vì không có chi phí s n xu t c đ nh.


Hình 7.1: Lợi ích giảm chi phí sản xuất Sử dụng thu nhập ròng của nông dân (tổng giá trị sản lượng trừ tổng chi phí sản xuất), thay đổi tổng thể này được tính như sau. Tính thu nhập ròng:

Trước khi thay đổi: Tổng giá trị sản lượng: a + b + c Tổng chi phí: b + c Thu nhập ròng: a Sau khi thay đổi: Tổng giá trị sản lượng: a + b + c + d + e Tổng chi phí: c + e Thu nhập ròng: a + b + d Do đó thu nhập ròng tăng (a + b + d) – a, bằng diện tích (b + d) trong hình 7.1. Diện tích trên đuờng cung và dưới đường giá, giới hạn bởi sản lượng (nghĩa là từ 0 đến q1 hoặc q2) được gọi là thặng dư sản xuất. Thặng dư sản xuất được hiểu là thu nhập ròng (lợi ích ròng) của nhà sản xuất. Với giá thị trường cố định và chi phí biên tăng (đường cung dốc lên), nhà sản xuất có thu nhập ròng lớn hơn 0 đối với tất cả các đơn vị sản lượng cho đến đơn vị sản lượng cuối cùng (q1 hoặc q2) nơi giá bằng với chi phí biên trong thị trường cạnh tranh. Phần thu nhập ròng tăng lên do giảm chi phí sản xuất là thay đổi thặng dư sản xuất ròng: từ q1 đến q2 là diện tích b + d. Đây là giá tối đa nông dân sẵn lòng trả để giảm ô nhiễm và do đó có thể hiểu đó là lợi ích của họ có được từ giảm thiệt hại do ô nhiễm (diện tích dưới đường MD). Thường thì khó có thể có được số liệu cần thiết để ước lượng đường cung, nhưng có thể thấy dễ có được thông tin vể lợi nhuận hoạt động hơn. Tuy nhiên, nhiều nghiên cứu đo

$

P1

q1 q2

a b

c

d

e

S1 =MC1

S2 =MC2

Sản lượng Đường cung dịch chuyển từ S1 tới S2 diễn tả lợi ích từ giảm chi phí sản xuất do chất lượng môi trường tốt hơn. Giá trị sản lượng tăng thêm từ q1 tới q2 là diện tích d cộng e. Nếu nông dân cũng tăng nhập lượng, tổng lợi ích sẽ là sự gia tăng thu nhập ròng do cải thiện chất lượng môi trường. Đó là diện tích (a+b+d) trừ diện tích a, còn lại (b+d), gọi là thay đổi thặng dư sản xuất.


lường thay đổi sản lượng chứ ít khi là thay đổi thặng dư sản xuất (thu nhập ròng của nhà sản xuất). Có một số nghiên cứu làm theo cách này.32 Moskowitz và cộng sự33 nghiên cứu ảnh hưởng của ôn nhiễm không khí lên cỏ linh lăng ở Hoa Kỳ. Họ đo lường sản lượng giảm vì ô nhiễm không khí và đánh giá giá trị phần sản lượng giảm này dựa trên giá thị trường hiện hành của cỏ linh lăng. Họ kết luận rằng trong năm 1974 ô nhiễm không khí gây ra thiệt hại ước tính từ 24 triệu đến 210 triệu đô la Canada. Sở dĩ có chênh lệch trong kết quả là vì các nhà nghiên cứu không chắc chắn liều lượng ô nhiễm mà cỏ linh lăng phải chịu trong năm đó. Một nghiên cứu khác do Page và cộng sự34 thực hiện đã đo lường thiệt hại sản lượng do ô nhiễm không khí tại 6 bang. Họ ước tính thiệt hại hàng năm trong sản xuất đậu nành, lúa mì, bắp và sau đó tổng hợp lại để tính giá trị hiện tại ròng của tổng thiệt hại cho giai đoạn 1976-2000. Kết quả ước lượng cuối cùng là khoảng 7 tỷ đô la Canada. Có một số nghiên cứu thực hiện ở Canada về ảnh hưởng của tầng ozon thấp lên sản lượng nông nghiệp35. Khí ozon được xem là tác nhân ô nhiễm không khí gây thiệt hại nhiều nhất cho nông nghiệp ở Canada. Giá trị sản lượng nông nghiệp giảm hàng năm ở Ontario khoảng từ 17 triệu đô đến 70 triệu đô la Canada, tùy thuộc vào năm nghiên cứu. Nguyên nhân của khoảng ước lượng quá lớn là do số ngày có khí ozon đo được thay đổi theo năm. Ước lượng thiệt hại sản lượng trong thung lũng Fraser vào khoảng 8.8 triệu đô la Canada hàng năm. Ô nhiễm không khí gây thiệt hại lên các bề mặt tiếp xúc, bề mặt kim loại của máy móc, bề mặt đá của các tòa nhà và tượng đài và bề mặt sơn của tất cả các loại vật dụng. Chất gây ô nhiễm nặng nề nhất là hợp chất Sulphur, bụi, chất gây ô xi hóa và ôxít nitơ. Trong hầu hết trường hợp, thiệt hại do vật dụng xuống cấp phải được bù đắp bằng tăng bảo dưỡng và thay thế. Đối với trường hợp những công trình điêu khắc ngoài trời, thiệt hại là chất lượng mỹ quan của vật thể bị giảm. Trong trường hợp này mối quan hệ liều lượng - đáp ứng cho thấy sự xuống cấp liên quan đến việc phơi nhiễm thay đổi theo lượng chất ô nhiễm không khí. Có thể nghiên cứu mối quan hệ vật lý căn bản trong phòng thí nghiệm, nhưng khi áp dụng cho một khu vực cụ thể cần phải có dữ liệu số lượng vật liệu phơi nhiễm trong khu vực đó thay đổi như thế nào. Từ đó có thể ước lượng tổng lượng vật liệu bị xuống cấp trung bình trong một năm phơi nhiễm không khí trong khu vực, với lượng tiếp xúc “bình thường” các loại chất gây ô nhiễm khác nhau. Sau đó ta có thể gán giá trị cho sự xuống cấp. Sử dụng chặt chẽ phương pháp hàm thiệt hại, chúng ta có thể có thể ước lượng chi phí bảo dưỡng tăng (lao động, sơn) cần thiết để ngăn chặn sự xuống cấp36.

32 Các nghiên c u này đ c tóm l c trong cu n Gardner M. Brown Jr. và Mark L. Plummer, “Market Measures of User Benefits”, trong Acid Deposition: State of Science and Technology, Report 27, Methods for Valuing Acidic Deposition and Air Pollution Effects (Washington, D.C., U.S. Superintendent of Document: National Acid Precipitation Assessment Program, 1990) 27-35 to 27-73. 33 Paul D. Moskowitz et al., “Oxidant Air Pollution: A Model for Estimating Effects on U.S. Vegetation”, Journal of Air Pollution Control Association 32(2)(February 1982): 155-160. 34 Walter P. Page et al., “Estimation fo Economic Losses to the Agricultural Sector from Airbone Residuals in the Ohio River Basin”, Journal of Air Pollution Control Association, 32(2) (February 1982): 151-154. 35 Nh ng nghiên c u này đ c trích trong cu n Environment Canada, Ground-Level Ozone in Canada, A State of Environment Fact Sheet, No. 92-1, Catalogue No. EN1-12/92-1E (Ottawa: Ministry of Supply and Services, 1992), 4. 36 Ph ng pháp này đ c trích t R. L. Horst et al., A Damage Function Assessment of Bilding Materials: The Impact of Acid Deposition (Whashington, D.C. Environmental Protection Agency, 1986)


Các vấn đề đối với phương pháp đo lường thiệt hại trực tiếp Lợi ích của việc sử dụng phương pháp ước lượng thiệt hại trực tiếp là các phương pháp này dùng giá thị trường để đánh giá. Vấn đề căn bản là kết quả luôn luôn không hoàn toàn và luôn dưới giá trị thiệt hại thực. Xem xét trường hợp đo lường thiệt hại sức khỏe thông qua sản lượng giảm và chi phí y tế. Phương pháp này đo lường giá trị thị trường của hàng hóa và dịch vụ mà một người có thể làm ra. Do đó có rất nhiều đóng góp phi thị trường mà người đó tạo ra, cả trong và ngoài nhà anh ta, thì không được tính. Phương pháp này cho rằng bất cứ ai không thể làm việc hoặc nghỉ hưu thì có giá trị bằng không. Cũng có câu hỏi là vậy có nên trừ tiêu dùng của một người ra khỏi phần sản phẩm anh ta làm ra để đo lường đóng góp ròng thực. Điều này có vẻ hợp lý, nhưng sẽ dẫn đến một kết luận nguy hiểm-chẳng hạn một người hưởng phúc lợi xã hội chết sớm sẽ đem lại lợi ích cho xã hội. Có rất nhiều lợi ích vật chất và tinh thần mà những người khác như bạn bè họ hàng nhận được thì phương pháp này lại không tính đến. Nó cũng không tính đến những đau khổ và chịu đựng do bệnh tật đem đến. Do đó mặc dù phương pháp nghiên cứu sản lượng (productivity study appoach) này có thể dùng được trong một số tình huống, nó có thể đem lại kết quả sai lạc trong nhiều tình huống khác bởi vì nó không hoàn toàn phản ánh giá sẵn lòng trả. Chẳng hạn trường hợp sử dụng chi phí y tế để ước lượng thiệt hại do chất lượng môi trường giảm. Bệnh hen suyễn do khói bụi ở đô thị có thể làm một người phụ nữ tốn 300 đô la Canada một ngày vào tiền thuốc và chi phí chữa trị ở bệnh viện nếu bị bệnh nặng. Trong khi chúng ta tính 300 đô la Canada một người một ngày có nhiều khói bụi nhân với tất cả số người bị ảnh hưởng có thể tạo ra giá trị thiệt hại lớn, chúng ta không nghi ngờ gì rằng đây là con số dưới mực giá trị thực của nó. Nếu chúng ta hỏi người bị hen suyễn rằng người đó sẵn lòng trả bao nhiêu để không bị bệnh hoặc muốn bồi trường bao nhiêu nếu bị bệnh, câu trả lời sẽ đem lại giá trị cao hơn chi phí y tế. Tương tự, ước lượng thiệt hại vật chất không tính đến mất mát vẻ đẹp mỹ quan; giảm sản lượng nông nghiệp không đo lường thiệt hại cho đa dạng sinh học hoặc cho cả hệ sinh thái. Điểm chính yếu là

Đo lường trực tiếp không hoàn toàn phản ánh giá sẵn lòng trả của con người WTP cho việc cải thiện chất lượng môi trường.

GIÁ SẴN LÒNG TRẢ Như đã đề cập ở trên, hàm thiệt hại biên chỉ ra thiệt hại cho con người hoặc các yếu tố khác của hệ sinh thái thay đổi như thế nào khi tiếp xúc với ô nhiễm hoặc thay đổi môi trường. Thiệt hại có thể xảy ra dưới nhiều hình thức, từ thiệt hại vật chất trực tiếp, chẳng hạn thiệt hại sức khỏe, đến ảnh hưởng mỹ quan môi trường (ví dụ cản trở tầm nhìn, thiệt hại tinh thần). Nói cách khác, thuật ngữ “thiệt hại” bao gồm tất cả các tác động bất lợi của chất thải. Từ một quan điểm khác, hàm thiệt hại biên cho chật ô nhiễm tăng thêm tương tực với hàm cầu/giá sẵn lòng trả cho việc giảm phát thải. Nếu chất thải tăng lên một lượng nhỏ tạo ra thiệt hại có giá $10 cho một người, giá sẵng lòng trả của anh ta để giảm lượng phát thải đó sẽ khoảng $10. Do đó chúng ta sẽ tập trung thảo luận giá sẵn lòng trả cho cải thiện chất lượng môi trường37.

37 C hai cách đ đo l ng giá tr thi t h i c a môi tr ng đ i v i con ng i: giá s n lòng tr c a h đ tránh thi t h i ho c giá s n lòng ch p nh n (WTA) đ bù thi t h i. Trên lý thuy t, c 2 cách này đ u cho k t qu g n nhau, nh ng khác nhau b i tác đ ng c a thu nh p. Tuy nhiên, các nghiên c u th c t cho th y k t qu WTP và WTA r t khác nhau, trong đó WTA luông l n h n


Đo lường WTP bằng thay đổi thặng dư tiêu dùng Trong phân tích lợi ích chi phí, phần chúng ta qun tâm chủ yếu là lợi ích. Một khái niệm các nhà kinh tế học thường sử dụng là thặng dư tiêu dùng.

Thặng dư tiêu dùng đo lường lợi ích ròng của một người có được từ tiêu dùng một lượng hàng hóa.

Đầu tiên thặng dư sản xuất thường được minh họa cho hàng hóa tư nhân, hàng hóa mà giá thị trường phản ánh giá sẵn lòng trả, rồi sau đó mới dùng cho hành hóa công, chẳng hạn chất lượng môi trường, là hàng hóa mà chúng ta phải suy ra “giá” từ WTP. Xác định thặng dư tiêu dùng cho hàng hóa tư nhân Trong trường hợp hàng hóa tư nhân, thặng dư tiêu dùng là sự khác nhau giữa giá sẵn lòng trả cho một lượng hàng hóa và giá mà người đó thực trả38. Hình 7-2 minh họa cầu về táo của một người (và như vậy giống với đường cầu trong hình 7-1). Giả sử giá thị trường của táo là $3/kg. Từ đường cầu có thể thấy người tiêu dùng sẽ mua 4kg táo với giá này. Bây giờ ta sẽ xem lợi ích ròng của người này khi mua 4kg táo. Anh ta sẵn lòng trả $4.5 cho kilogram táo đầu tiên. Chúng ta có thễ thấy điều này trên đường cầu hoặc suy ra từ đường cầu đảo ở chương 3 (P = 5 – 0.5QD). Điều đó có nghĩa lợi ích ròng của người này là $1.5, bằng giá sẵn lòng trả $4.5 trừ giá mua $3.0. Kilogram táo thứ 2 sẽ có lợi ích ròng là $1 và thứ 3 là $0.5 và thứ 4 bằng 0 do lợi ích ròng lúc này bằng với giá. Do đó thặng dư tiêu dùng được tính là tổng cộng tất cả lợi ích ròng từ 0 cho tới lượng táo tiêu thụ. Đó chính là diện tích nằm dưới đường cầu, trên đường giá, giới hạn bởi lượng táo tiêu thụ từ 0 đến 4kg (diện tích a). Chúng ta có thể dễ dàng tính diện tích này, đó là tam giác có đáy bằng 4 và đường cao bằng $2, kết quả là $4. Kết quả này là lợi ích ròng của người tiêu dùng khi mua 4kg táo với giá là $3/kg. Nguyên tắc này luông đúng khi chúng ta sử dụng được cầu cá nhân hay đường cầu thị trường. Tóm lại,

Thặng dư tiêu dùng từ tiêu thụ một hàng hóa tư nhân được đo bằng diện tích nằm dưới đường cầu, trên đường giá, giới hạn bởi lượng hàng hóa từ 0 đơn vị đến đơn vị được tiêu thụ.

Ví dụ sau đây sẹ minh họa thặng dư tiêu dùng được sử dụng như thế nào để đo lường WTP. Ví dụ: Sử dụng thặng dư tiêu dùng trong phân tích lợi ích chi phí Phân tích lợi ích chi phí một chính sách hay dự án công sẽ đánh giá sự thay đổi. Người tiêu dùng có thể ở trạng thái cân bằng ban đầu, sau đó di chuyển đến trạng thái cân bằng mới là kết quả của chính sách hay dự án. Lợi ích ròng của họ do đó được tính bằng thay đổi thặng WTP. Xem Knetsch (1994) v v n đ này. Chúng ta s tr l i v n đ này ph n cu i ch ng này. 38 Th ng d tiêu dùng do đó t ng đ ng v i th ng d s n xu t, là l i ích ròng c a tiêu th ho c s n xu t do đó t i đa hóa WTP cho gi m ô nhi m ho c c i thi n ch t l ng môi tr ng.


dư tiêu dùng của có và không có dự án. Chẳng hạn có một chính sách trợ giá cho người trồng táo, là một phần trong chương trình nông nghiệp bền vững. Trợ giá sẽ làm giá táo giảm từ $3 xuống $2/kg. Hãy nhìn lại hình 7-2. Tại mức giá $2/kg, người tiêu dùng sẽ mua 6kg. Họ cũng có lợi ích ròng cao hơn từ mỗi kilogram táo mua được, bởi vì giá táo đã rẻ hơn $1. Tổng thặng dư tiêu dùng khi có chính sách là 0.5x3x6 = $9. Thay đổi trong thặng dư tiêu dùng do đó là sự chênh lệch thặng dư tiêu dùng giữa có và không có chính sách ($9 - $4) = $5. Diện tích này là phần tô đậm trong hình 7-2. Thay đổi trong thặng dư tiêu dùng là lợi ích ròng người tiêu dùng có được từ chính sách của chính phủ, do đó sẽ là WTP cho chính sách.

Xác định thặng dư tiêu dùng cho hàng hóa công Trong trường hợp hàng hóa công, tuy không có giá thị trường nhưng nguyên tắc thặng dư tiêu dùng vẫn thích hợp. Sự khác biệt là nhà nghiên cứu phải tìm ra WTP của con người thay vì dùng giá thị trường. Với hàng hóa công, chẳng hạn chất lượng môi trường, chúng ta đã có sẵn thông tin về lượng hàng hóa. Người sử dụng sẽ được hỏi WTP của anh ta cho lượng hàng hóa đó. Hình 7-3 minh họa điều này: chúng ta sử dụng đúng phương trình đường cầu như trong hình 7-2 để dễ so sánh, nhưng biểu diễn trục số lượng (trục hoành) bằng chất lượng môi trường. Giá sử mức chất lượng môi trường ban đầu là 4 đơn vị. Người tiêu dùng sẽ được hỏi anh ta sẵn lòng trả bao nhiêu cho 4 đơn vị đó. Anh ta trả lời (lấy từ đường cầu): $3. Xem xét một dự án công nâng cao chất lượng môi trường lên 6 đơn vị. Hỏi lại: anh sẵn lòng trả bao nhiêu cho 6 đơn vị này? Trả lời: $2. Điều này giúp ta đo lường được tổng lợi ích của hàng hóa công như đã thảo luận trong chương 3 (xem hình 3-2), là diện tích dưới đường cầu giới hạn bởi hai lượng tiêu dùng, không giới hạn bởi giá vì anh ta không phải trả tiền để tiêu dùng hàng hóa. Diện tích dưới đường cầu giới hạn bởi lượng tiêu dùng trước và sau đại diện cho WTP của người tiêu dùng cho chất lượng môi trường tăng. Thặng dư tiêu dùng thay đổi có thể tính được từ hình 7-3, là diện tích hình chữ nhật a cộng với diện tích tam giác b (a + b) = $5. Con số này chắc hẳn quen thuộc với chúng ta. Nó chính xác bằng thay

Giá $

Kilogram táo 1 2 3 4 5 6 10

1

2

3

5

4 a

0

Cầu

Thặng dư tiêu dùng là sự chênh lệch giữa WTP của người tiêu dùng cho một hàng hóa, đại diện bởi đường cầu, với giá thị trường của lượng hàng hóa được tiêu thụ. Nếu giá thị trường của táo là $3/kg, người tịêu dùng mua 4kg và thặng dư tiêu dùng là diện tích a, bằng $4. Nếu giá thị trường giảm xuống $2/kg, diện tích được tô đậm là thay đổi trong thặng dư tiêu dùng, bằng với chênh lệch thặng dư tiêu dùng của điểm cân bằng ban đầu giá $3/kg và lượng tiêu thụ 4kg với điểm cân bằng sau có giá $2/kg và 6kg. Thặng dư tiêu dùng thay đổi $5.

Hình 7-2: Xác định thặng dư tiêu dùng cho hàng hóa tư nhân


đổi thặng dư tiêu dùng đo lường cho thị trường tư nhân (sử dụng cùng đường cầu và là diện tích tô đậm trong hình 7-2).

Thay đổi thặng dư tiêu dùng do thay đổi chất lượng môi trường, một hàng hóa công, có thể được đo lường giống như cách đo lường thay đổi thặng dư tiêu dùng cho hàng hóa tư nhân.

CÁC PHƯƠNG PHÁP SUY RA GIÁ SẴN LÒNG TRẢ CHO NHỮNG CẢI THIỆN CHẤT LƯỢNG MÔI TRƯỜNG Căn bản chúng ta có 4 cách tìm ra giá sẵn lòng trả cho việc cải thiện chất lượng môi trường. Tất cả đều đo lường thay đổi thặng dư tiêu dùng khi chất lượng môi trường thay đổi. Bốn cách này (được trình bày trong bảng 7-1) là:

Chi phí ngăn ngừa

Ước lượng hưởng thụ

Thị trường đại diện

Đánh giá ngẫu nhiên

Chúng ta sẽ sử dụng ví dụ minh họa là ô nhiễm tiếng ồn. Ví dụ: Làm thế nào đánh giá giá trị giảm tiếng ồn giao thông Một đặc điểm của xã hội hiện đại là các loại đường cao tốc, và các loại đường này có đặc điểm chính là tiếng ồn giao thông. Do đó dân cư sống gần sẽ chịu thiệt hại từ tiếng ồn giao thông này. Giả sử chúng ta muốn đánh giá giá sẵn lòng trả của cư dân ở đây cho việc giảm tiếng ồn giao thông. Chúng ta làm điều đó thế nào? Chúng ta có thể sử dụng 3 trong 4 cách ở trên39.

Cách 1: Chi phí ngăn ngừa

39 S khó trình bày làm cách nào s d ng ph ng pháp th tr ng đ i di n trong ví d này. Cu i ch ng s có ph n minh h a ph ng pháp này.

Hình 7-3: Xác định thặng dư tiều dùng cho hàng hóa công

Chỉ số chất lượng môi trường

$

1 2 3 4 5 6 10

1

2

3

5

4

a

0

Thay đổi thặng dư tiêu dùng do cải thiện chất lượng môi trường từ 4 đến 6 đơn vị là diện tích dưới đường cầu, giới hạn bởi hai mức chất lượng môi trường, là (a + b) bằng $5.

b


Chủ nhà có thể sẽ chi tiêu để giảm tiếng ồn vào nhà họ. Ví dụ, học có thể lắp thêm thiết bị cách ly vào tường, lắp gương cửa sổ dày gấp đôi, trồng cây quanh vườn hoặc lắp thiết bị thẩm thấu tiếng ồn bên ngoài. Khi người ta chi tiêu như vậy, một cách nào đấy họ cho thấy giá sẵn lòng trả cho môi trường yên tĩnh. Nói chung, nếu chúng ta có thể tìm ra những trường hợp người tiêu dùng mua hàng hóa thị trường để thay đổi mức tiếp xúc với môi trường xung quanh, chúng ta có thể phân tích việc mua hàng hóa này để biết được giá trị mà họ gán cho những thay đổi môi trường. Cách 2: Ước lượng hưởng thụ

Tiếng ồn của con đường có thể ảnh hưởng đến giá nhà trong khu vực xung quanh. Nếu hai nhà có các đặc tính đều giống nhau, chỉ khác nhau tiếng ồn của môi trường xung quanh, chúng ta có thể dự đoán là nhà có tiếng ồn nhiều hơn sẽ kém giá trị hơn nhà có tiếng ồn ít. Nếu thị trường nhà cạnh tranh, giá nhà ồn hơn sẽ thấp hơn giá nhà kia. Do đó, bằng cách nghiên cứu sự khác biệt giá nhà, chúng ta có thể ước lượng được giá trị mọi người gán cho tiếng ồn. Bất cứ trường hợp nào giá hàng hóa hoặc dịch vụ thay đổi theo đặc tính môi trường chúng ta đều có thể phân tích sự thay đổi giá này để biết giá sẵn lòng trả cho các đặc tính đó.

Cách 3: Đánh giá ngẫu nhiên

Cả hai cách trên đều tìm giá trị đại diện cho WTP bằng cách phân tích dữ liệu thị trường suy ra giá sẵn lòng trả cho những đặc tính môi trường có liên hệ với giá thị trường đó. Cách thứ 3 khá trực tiếp. Chúng ta thực hiện một cuộc khảo sát và hỏi cư dân sẵn lòng trả bao nhiêu để giảm tiếng ồn tác động đến nhà họ. Trong những năm gần đây, các nhà kinh tế học rất quan tâm phương pháp khảo sát trực tiếp này, chủ yếu bởi vì nó khá linh động. Phương pháp này có thể đánh giá giá trị bất cứ tài nguyên môi trường nào nếu tài nguyên môi trường đó có thể mô tả được chính xác. Trong phần còn lại của chương này, chúng ta với ví dụ cụ thể hơn sẽ minh họa làm thế nào sử dụng các phương pháp này để ước lượng lợi ích cải thiện chất lượng môi trường, cũng như nêu ra các vấn đề, khó khăn mà phân tích lợi ích chi phí gặp phải.

Chi tiêu ngăn ngừa

Ô nhiễm nước và không khí có thể tác động nhiều đến sức khỏe, từ tức ngực nhẹ, đau đầu đến những bệnh cấp tính cần chăm sóc tại bện viện. Con người thường chi tiêu để tránh, ngăn ngừa các tác động này. Chi tiêu loại này là một cách thể hiện giá sẵn lòng trả của họ để tránh các tác động. Xem xét ví dụ sau đây.

Ví dụ: Mua máy lọc không khí để giảm tác động của sương mù gây bện hen suyễn

Sương mù ở đô thị hình thành từ các chất ô nhiễm không khí (sulphur đioxyt, bụi, oxit nitơ) vào ban ngày khi nhiệt độ cao và bị gió phân tán hoặc khi không khí lạnh bị dồn nén trong một vùng có không khí nóng ở trên. Một số thành phố ở Canada (chẳng hạn Toronto, Vancouver, Montreal) bị nhiễm loại sương mù này vì ở đây có lượng khói thải cao và điều kiện thuận lợi để tạo sương mù. Các chất tạo nên sương (cùng với khí ozon ở tầng thấp tạo ra bởi tương tác giữa các chất ô nhiễm và ánh sáng) đã gây ra bệnh suyễn và các vấn đề hô hấp khác.

Giả sử bạn bị bệnh suyễn và muốn giảm tiếp xúc với sương mù. Khoản chi tiêu ngăn ngừa của bạn sẽ là tiền mua thiết bị lọc không khí. Chi phí này bao gồm tiền mua lọc nước ban đầu (chi phí đầu tư) và chi phí vận hành máy lọc vào những ngày có nhiều sương (điện, bộ lọc không khí). Chúng ta giả sử bạn sẽ không mua thiết bị lọc không khí nếu sương mù


không phải là vấn đề lớn trong thành phố. Tuy nhiên, cũng có một số người (ví dụ người hút thuốc) mua máy lọc không khí không phải để lọc sương mù. Phân tích kinh tế có thể tính chi phí ngăn ngừa dựa trên dữ liệu thị trường máy lọc không khí. Các bước phân tích có thể như sau:

1. Thu thập dữ liệu thị trường máy lọc không khí ở 2 thành phố - một có rất nhiều sương mù và thành phố kia không có.

2. Ước lượng đường cầu thị trường máy lọc không khí ở 2 thành phố

3. Sử dụng đường cầu để tính lợi ích giảm sương mù bằng cách đo lường chênh lệch giữa giá sẵn lòng trả cho máy lọc không khí trong trường hợp có và không có sương mù.

Chúng ta giả sử nhà nghiên cứu đã hoàn thành bước 1 và 2. Hình 7-4 trình bày 2 đường cầu ước lượng từ bước 240. Hai thành phố Hamilton, Ontario nằm trong vòng đai sương mù ở đông Canada có một số ngày trong năm bị sương mù ảnh hưởng. Các thành phố Winnipeg, Manitoba có rất ít ngày bị sương mù ảnh hưởng do vị trí nằm xa nguồn tạo sương, có địa hình và thời tiết thuận lợi (không có núi, gió nhiều và rất lạnh nên không tạo ra sương mù trong hầu hết năm). Đường cầu cho máy lọc không khí ở Winnipeg nằm trong hẳn đường cầu của Hamilton.

Bước 3 yêu cầu tính lợi ích do giảm sương mù. Nếu thành phố Hamilton có thể giảm sương mù xuống ngang bằng mức của thành phố Winnipeg, có thể giả định rằng dân cư sẽ giảm chi tiêu mua máy lọc không khí xuống ngang mức chi tiêu của dân Winnipeg (mọi yếu tố khác không đổi). Có thể ước lượng WTP để giảm lượng sương mù xuống ngang mức của Winnipeg bằng chênh lệch giữa hai đường cầu trong hình 7-4. Đây là chênh lệch tổng WTP cho máy lọc không khí. Chúng ta đơn giản đo lường diện tích dưới đường cầu của mỗi thành phố và lấy Himilton trừ Winnipeg. Tổng giá sẵn lòng trả của cư dân Hamilton để loại bỏ sương mù là $150.000, của cư dân Winnioeg là $50.000. Sự chênh lệch là $100.000. Sự chênh lệch này là WTP của cư dân Hamilton để cải thiện chất lượng không khí lên mức của Winnipeg. Bây giờ giả sử giá trung bình của máy lọc không khí ở cả hai thành phố là $75. WTP phải được đo bằng sự thay đổi thặng dư tiêu dùng từ các mức chất lượng không khí khác nhau. Đó chính là sự chênh lệch giữa diện tích trên mức giá thị trường giữa 2 đường cầu, là diện tích phần tô đậm trong hình 7-4, bằng $55,468.75.41 Nhớ rằng chúng ta sử dụng thay đổi thăng dư tiêu dùng vì chúng ta muốn loại bỏ chi tiêu. Nếu mọi người không chi tiêu cho hàng hóa chúng ta đang xét, họ sẽ chi tiêu cho hàng hóa khá, do đó chúng ta chỉ đo lường WTP là nhưng khoản thặng dư.

Hình 7-4: Sử dụng Chi tiêu ngăn ngừa để tính WTP cho giảm sương mù

40 Cu n sách này không trình bày cách xây d ng đ ng c u này. Mu n xây d ng đ ng c u, c n các k thu t kinh t l ng đ h i quy. 41 Cách đ n gi n nh t đ tính thay đ i th ng d tiêu dùng là tính th ng d tiêu dùng trên đ ng giá $75 cho m i thành ph . i v i thành ph Hamilton, th ng d tiêu dùng là fi($125 x 937.5) = $58.593,75.

i v i Winnipeg, th ng d tiêu dùng là ½($25 x 250) = $3.125. Chênh l ch $55.468,75.


Trong phân tích lợi ích chi phí, để sử dụng thay đổi thặng dư tiêu dùng tính WTP cho việc cải thiện chất lượng không khí, cần phải chuyển thành giá trị từng năm. Đó là vì máy lọc không khí là tài sản vốn được dùng trong thời gian dài có khấu hao. Giả sử máy được sử dụng trong 10 năm và khấu hao đều hàng năm. Do đó giá trị/khấu hao của máy là 1/10 giá trị ban đầu, bằng $5.547.42 Giá trị này là lợi ích hàng năm do giảm sương mù của cư dân Hamilton đến mức của cư dân Winnipeg và giá trị này được chiết khấu theo cách thông thường thường thấy trong phân tích lợi ích chi phí. Ví dụ này cho thấy cách thức sử dụng chi tiêu ngăn ngừa để đo lường giá sẵn lòng trả cho cải thiện chất lượng môi trường hoặc thiệt hại xảy ra do ô nhiễm. Đây là một phương pháp đại diện: chúng ta ước lượng người ta đánh giá chất lượng môi trường bao nhiêu bằng cách suy từ hành vi tiêu dùng của họ. Trong thực tế có rất nhiều thách thức. Không thể sử dụng phương pháp này cho tất cả các vấn đề môi trường vì chúng ta có thể không đo lường được chi phí ngăn ngừa trong mối liên hệ với một vấn đề môi trường cụ thể nào đó, hoặc cũng có thể không dùng được vì không có hành vi ngăn ngừa. Như ví dụ đã đề cập, sẽ rất khó phân biệt một khoản chi tiêu có liên hệ với vấn đề môi trường nào đó hay không. Có phải chênh lệch đường cầu giữa các thành phố phản ánh chất lượng không khí hay là các đặc điểm khác? Cuối cùng, chi phí ngăn ngừa không thể tính được hết các tác hại do ô nhiễm môi trường con người phải chịu, nó chỉ tính được một phần tổn thất thông qua các hoạt động ngăn ngừa. Phương pháp Ước lượng Hưởng thụ Phương pháp ước lượng hưởng thụ có thể được dùng trong những trường hợp giá hàng hóa thị trường có liên hệ đến đặc tính của nó. Chúng ta có thể nghiên cứu cấu trúc chênh lệch giá để suy ra giá trị mà con người gán cho những đặc tính nào đó. Những đặc tính mà các nhà kinh tế học môi trường quan tâm tất nhiên là các đặc tính về môi trường như chất lượng không khí, tiếng ồn, hoặc chất thải độc hại. Nhà phân tích sẽ tách phần đóng góp của đặc tính môi trường trong giá hàng hóa. Giá biên này sau đó được sử dụng để đo lường giá sẵn lòng trả cho việc cải thiện chất lượng môi trường. Phương pháp ước lượng hưởng thụ 42 Có th dùng cách chi t kh u khác, ví d nh chi t kh u gi m d n.

Hình trên biểu diễn 2 đường cầu máy lọc nước đã được ước lượng sẵn. Hamilton là thành phố có nhiều ngày có sương mù; Winnipeg là thành phố ít ngày có sương. Đường cầu của Hamilton nằm trên đường cầu của Winnipeg vì cư dân ở đây phải chi tiêu ngăn ngừa để giảm thiệt hại từ sương mù. Sự chênh lệch giữa 2 đường cầu cho thấy giá sẵn lòng trả của cư dân Hamilton để ngăn chặn sương mù. Giá sẵn lòng trả để ngăn chặn sương mù là diện tích được tô đậm. Nếu sương mù ở Hamilton giảm tới mức của Winnipeg, diện tích tô đậm sẽ là lợi ích giảm thiệt hại do sương mù.

Lượng máy lọc không khí

$ Giá

250 1,000 1,500

75

100

200

0

Cầu ở Winnipeg

Cầu ở Hamilton


có thể áp dụng đặc biệt cho thị trường nhà đất và cũng được áo dụng cho chênh lệch lương giữa các ngành công nghiệp có và không có tác hại môi trường. Các bước thực hiện phương pháp ước lượng hưởng thụ bao gồm:

1. Xác định và đo lường các đặc tính môi trường 2. Xây dựng hàm giá hưởng thụ 3. Thu thập số liệu chuỗi thời gian hoặc số liệu dạng bảng 4. Sử dụng phân tích hồi quy bội để đánh giá giá trị biến số môi trường 5. Xây dựng đường cầu cho chất lượng môi trường 6. Tính thay đổi thặng dư tiêu dùng từ thay đổi các mức chất lượng môi trường


Xem xét ví dụ về thị trường nhà sau đây. Ví dụ: Sử dụng phương pháp ước lượng hưởng thụ cho thị trường nhà để suy ra WTP cho cải thiện chất lượng môi trường43

Giả sử bạn có hai ngôi nhà giống nhau hoàn toàn từ các đặc điểm vật lý (số phòng, diện tích, năm xâu dựng) đến đặc điểm khu vực xung quanh (khoảng cách đến trung tâm, đến chợ). Nhưng giả sử một nhà nằm trong khu vực bị ô nhiễm không khí nặng, còn nhà kia nằm trong khu vực không khí khá trong lành. Chúng ta có thể dự đoán giá thị trường của 2 nhà này khác nhau do khác nhau về độ ô nhiễm không khí. Cũng có thể tổng quát hóa kết luận này cho thị trường bất động sản vốn có rất nhiều đặc tính khác nhau. Chất lượng không khí xung quanh là một đặc tính rất quan trọng của ngôi nhà, do đó vì nhà được mua và bán trên thị trường, chất lượng không khí khác nhau sẽ được tiền tệ hóa vào trong giá nhà.44 Dĩ nhiên nhà khác nhau rất nhiều chứ không riêng gì đặc tính chất lượng không khí. Do đó chúng ta phải thu thập rất nhiều dữ liệu về thị trường nhà để dùng cho phương pháp ước lượng hưởng thụ.

Các nhà nghiên cứu dùng phương pháp thống kê để xây dựng các hàm số giá hưởng thụ. Căn bản, các nhà nghiên cứu sẽ thu thập số liệu mẫu của các căn nhà được bán ra trên thị trường trong một khoảng thời gian nhất định. Mối quan hệ giữa giá nhà và các đặc tính có thể ảnh hưởng đến giá sẵn lòng trả của người mua nhà được ước lượng dùng các kỹ thuật kinh tế lượng. Các đặc tính này có thể bao gồm diện tích nhà, số phòng ngủ, số phòng vệ sinh, năm xây dựng, vị trí, đặc điểm khu vực xung quanh như có gần trường học, công viên, và một biến số môi trường đo được, chẳng hạn chất lượng không khí. Nhà nghiên cứu sẽ vẽ đồ thị hàm số giá hưởng thụ theo biến số chất lượng môi trường (đo bởi chỉ số chất lượng không khí – AQI), giữ các biến số khác không đổi. Hình (a) trong hình 7-5 minh họa mối quan hệ này. Hàm giá hưởng thụ là P(AQI;z), với z là các đặc tính khác được giữ cố định. Hàm số không phải tuyến tính này cho thấy đối với hầu hết mọi người, giá sẵn lòng trả của họ cho một đặc tính sẽ thay đổi khi số lượng đặc tính đó tăng lên. Tại mức chất lượng không hí thấp, giá sẵn lòng trả cho một lượng tăng nhỏ chất lượng không khí sẽ cao. Nhưng tại mức chất lượng không khí cao, giá sẵn lòng trả cho việc tăng thêm một đơn vị chất lượng không khí sẽ không còn cao. Nếu một người tính được độ dốc của hàm giá hưởng thụ này với các mức chất lượng không khí khác nhau, anh ta sẽ có được hàm cầu hưởng thụ cho chất lượng không khí. Hàm cầu này có thể dùng để ước lượng giá sẵn lòng trả cho mỗi mức chất lượng không khí tăng trong điều kiện các yếu tố khác không đổi.

Hình (b) của hình 7-5 minh họa hàm cầu hưởng thụ D(AQI;z). AQI vẫn ở trục hoành, nhưng trục tung bây giờ đo lường giá sẵn lòng trả cho chất lượng không khí (AQ). Hàm cầu hưởng thụ là hàm độ dốc của hàm giá hưởng thụ và cho biết WTP biên cho mỗi đơn vị

43 Có th dùng ph ng pháp c l ng h ng th cho các nghiên c u v l ng trong các ngành công nghi p. Công nhân có th ti p xúc v i l ng ô nhi m tích t cao. R i ro r t cao nh ng ngành công nghi p mà công nhân ph i làm vi c ho c ti p xúc v i các ch t có nguy c gây h i cao, có th qua công vi c hàng ngày ho c tai n n. Ví d có th k ra bao g m b nh ph i do làm vi c trong các h m m và các nhà máy gi y, b nh trong nông nghi p do ti p xúc v i thu c tr sâu và thu c di t c . Trong th tru ng hoàn h o, l ng s ph n ánh m c đ ti p xúc c a công nhân v i ch t ô nhi m. L ng s cao h n nh ng ngành công nghi p có r i ro b nh t t ho c t vong t ô nhi m cao h n. 44 Ti n t hóa ngh a là giá nhà đi u ch nh đ ph n ánh giá tr hi n t i ròng c a thi t h i c a ch nhà do ti p xúc v i không khí ô nhi m n u anh ta mua nhà đó.


chất lượng không khí.45 Bởi vì WTP giảm, hàm cầu là hàm dốc xuống. Khi chúng ta có hàm cầu, chúng ta có thể tính được lợi ích của cải thiện chất lượng không khí. Với chất lượng không khí thay đổi từ AQ0 đến AQ1, diện tích nằm dưới đường cầu hưởng thụ, giới hạn bởi hai mức chất lượng không khí (diện tích tô đậm trong Hình 7-5) là tổng lợi ích của việc cải thiện chất lượng không khí, tính được từ kỹ thuật đánh giá thay đổi thặng dư tiêu dùng cho hành hóa công ở trên.

Sự thay đổi trong thặng dư tiêu dùng được diễn tả trong giá nhà. Người mua nhà mua một tài sản tạo ra lợi ích trong một khoảng thời gian nào đó, như trường hợp máy lọc không khí. Nhà nghiên cứu phải chuyển đổi giá nhà thành giá trị hàng năm để có thể tính lợi ích hàng năm do tăng chất lượng môi trường. Một cách tính đơn giản là giả sử ngôi nhà sẽ được dùng mãi mãi (nghĩa là không tính đến khấu hao và chi phí bảo dưỡng). Ví dụ, ngôi nhà bán giá $200.000. Nghiên cứu hưởng thụ tìm ra rằng cứ 1 phần trăm ô nhiễm không khí giảm thì có 2.5 phần trăm giá nhà tăng. Do đó một căn nhà trong khu vực giảm được 1 phần trăm ô nhiễm so với khu vực khác sẽ bán được cao giá hơn $5.000. Đây là cách tính WTP. Giá trị $5.000 được chuyển thành giá trị hàng năm bằng cách sử dụng chiết khấu. Giả sử nhà được sử dụng mãi mãi, nhà nghiên cứu có thể sử dụng công thức tính niên kim PV cho dòng lợi ích kéo dài mãi mãi PV=m/r. $5.00 là giá trị hiện tại PV, và nếu ta biết r, có thể tính ra lợi ích hàng năm m với m=$5.000 r. Nếu r=5%, thì m=$250. Do đó 1% giảm ô nhiễm không khí sẽ đem lại lợi ích hàng năm là $250. Hình 7-5: Xây dựng đường cầu hưởng thụ cho chất lượng không khí

45 Hàm c u h ng th cho ch t l ng không khí là đ o hàm c a hàm giá h ng th theo ch s ch t l ng không khí.

AQI

P(AQI;z) (a) $

Giá nhà

D(AQI;z)

AQI AQ1 AQ0

$ WTP cho chất lượng không khí

(b)

Hình (a) biểu diễn hàm giá hưởng thụ, là hàm số cho biết mối quan hệ giữa giá nhà và một trong các đặc tính; ở đây là chỉ số chất lượng không khí (AQI), các đặc tính khác không đổi (z). Dạng hàm số của hàm giá hưởng thụ cho thấy giá sẵn lòng trả biên cho chất lượng không khí giảm khi AQI tăng. Hình (b) minh hoạ hàm cầu hưởng thụ, D(AQI;z) được thiết lập từ hàm giá hưởng thụ. Từ độ dốc của hàm giá hưởng thụ ta tạo ra đường cầu dốc xuống. Diện tích nằm dưới đường cầu giữa AQ0 và AQ1 là WTP cho lượng chất lượng không khí tăng lên đó.


Phương pháp đánh giá hưởng thụ chỉ áp dụng được và có ý nghĩa khi có thị trường bất động sản thật sự, nghĩa là có nhiều người mua và bán tạo nên thị trường cạnh tranh. Phương pháp cũng yêu cầu người mua nhà phải hiểu rõ chất lượng môi trường (hoặc bằng cách nhìn, ngửi hoặc các cách khác) trong khu vực mà họ dự định sinh sống. Như mọi phương pháp khác, áp dụng phương pháp này cũng có một số phức tạp và thách thức. Thị trường nhà, và giá, bị bóp méo bởi một số người (hoặc hiện tượng thị trường bong bóng có quá nhiều đầu cơ). Phương pháp đánh giá hưởng thụ cần lượng lớn số liệu cũng như các kỹ thuật kinh tế lượng cao cấp để giải quyết các vấn đề về thống kê. Vấn đề chung thường thấy là không dễ dàng đo lường các biến số môi trường. Cuối cùng, nhận thức của các cá nhân về chất lượng môi trường là chủ quan và chưa chắc được phản ánh trong giá trị tài sản. Mặc dù gặp phải những thách thức như vậy, đã có nhiều nghiên cứu được hoàn thành, đặc biệt tại Hoa Kỳ. Các nghiên cứu này tính WTP dưới dạng hệ số co giãn: phần trăm thay đổi giá nhà khi có 1 phần trăm thay đổi mức ô nhiễm môi trường xunh quanh. Họ đã nghiên cứu nhiều loại ô nhiễm không khí và tìm ra các kết quả tương đương. Ví dụ, với ô nhiễm sulphur đioxyt, 1 phần trăm giảm độ tích tụ trong môi trường xunh quanh đem lại thay đổi trong giá nhà từ 0,06 đến 0,12 phần trăm. Đối với bụi ô nhiễm, hệ số co giãn có giá trị từ 0,05 đến 0,22 phần trăm. Thị trường đại diện – Phương pháp Chi phí Du hành46 Một trong những phương pháp đầu tiên các nhà kinh tế học môi trường dùng để đánh giá nhu cầu hưởng thụ cảnh quan môi trường là phương pháp thị trường đại diện, là phương pháp sử dụng chi phí du hành làm đại diện cho giá. Mặc dù chúng ta không quan sát được con người mua các đơn vị hàng hóa chất lượng môi trường, chúng ta lại quan sát được cách họ đi du lịch để hưởng thụ tài nguyên môi trường, ví dụ đi nghỉ ngơi giải trí ở các công viên quốc gia, bơi và câu cá ở các hồ, sông, suối, xem thiên nhiên hoang dã v.v. Đi du lịch là tốn tiền, và cũng tốn thời gian. Các chi phí du hành này có thể làm đại diện cho cái giá mà con người phải trả để hưởng thụ được cảnh quan môi trường. Có thể sử dụng phương pháp chi phí du hành để xây dựng đường cầu cho các cảnh quan môi trường này. Bằng cách thu thập một số lượng lớn số liệu chi phí du hành, chúng ta có thể ước lượng giá sẵn lòng trả tổng cộng cho những cảnh quan môi trường cụ thể. Dĩ nhiên ngoài số liệu về chi phí du hành, chúng ta phải thu thập thêm các số liệu khác. Các gia đình có thể có rất nhiều yếu tố khác nhau chứ không chỉ chi phí du hành đến một công viên. Họ có thể có thu nhập khác nhau, số lần đến thăm công viên khác nhau, và các kinh nghiệm giải trí khác nhau. Do đó các cuộc khảo sát phải thu thập lượng lớn số liệu cho nhiều khách du lịch để có thể nghiên cứu ảnh hưởng của các yếu tố này lên tỷ lệ đến thăm công viên một cách có ý nghĩa thống kê. Chúng ta có thể sử dụng phương pháp này để ước lượng lợi ích cải thiện chất lượng môi trường ở những điểm có khách du lịch đến thăm; ví dụ, ước lượng lợi ích cải thiện chất lượng nước tại một hồ nước dùng cho vui chơi giải trí sẽ làm câu cá dễ dàng hơn hoặc có nhiều động vật hoang dã đến hơn. Để làm việc đó chúng ta không chỉ thu thập số liệu chi phí du hành của du khách đến một địa điểm mà còn chi phí du hành đến các địa điểm khác có các đặc điểm tự nhiên khác nhau. Từ đó chúng ta có thể xây dựng đường cầu và sử dụng

46 Chúng ta ch xem xét chi phí du hành là m t ví d c a th tr ng đ i di n. Trong ch ng 10 chúng ta s th o lu n ph ng pháp “hàng hóa xanh”.


nó để tính WTP cho cải thiện chất lượng môi trường bằng cách đo sự thay đổi trong thặng dư tiêu dùng. Các bước thực hiện phương pháp Chi phí Du hành như sau.

1. Lấy mẫu khách du lịch đến các điểm khác nhau (công viên, khu vực vui chơi giải

trí, hoặc khu vực hoang dã). Các địa điểm có các biến số chất lượng môi trường có thể đo được khác nhau. Chúng ta hỏi khách du lịch về:

Họ tới từ đâu (thành phố nào, nước nào) Số khách trên một phương tiện chuyên chở tới Phương tiện chuyên chở (ô tô, máy bay, xe đò) Tổng thời gian đi đến và ở tại địa điểm Tần suất du lịch, thời gian của chuyến đi Các đặc điểm kinh tế xã hội Chi phí du hành trực tiếp (Chi phí di chuyển, thức ăn, chổ ở) Mục đích đi du lịch, sở thích du lịch.

2. Sử dụng kỹ thuật hồi quy để ước lượng đường cầu giải trí cho từng địa điểm.

Đường cầu có biến số lượng là tổng số khách viếng thăm và biến giá là chi phí du hành.

3. So sánh các đường cầu để thấy được tác động của chất lượng môi trường cao hơn.

Tính thay đổi thặng dư tiêu dùng giữa các điểm. Ví dụ: Tích tụ tảo biển ở các hồ tỉnh Ontario

Xem xét một ứng dụng giả định sau đây. Giả sử có một nghiên cứu chi phí du hành thực hiện cho 2 hồ ở Ontario: hồ Ahmic và hồ Eagle. Hồ Ahmic bị xâm thực bởi lượng lớn một số loài thực vật không phải ở bản địa tăng trưởng nhanh do những người lái tàu vô tình để tảo biển ngoại lai bám trên tàu của họ trên đường về từ Hoa Kỳ.47 Tảo biển tạo nên lớp thảm dày trên mặt hồ Ahmic, giết chết thực vật bản địa và các loài cá. Bơi thuyền, câu cá, hoặc bơi lội trở nên kém hấp dẫn do lớp tảo biển này. Hồ Eagle rất gần hồ Ahmic nhưng không có tảo biển ngoại lai do chính sách hạn chế tàu bè. Tỉnh Ontario muốn đánh giá giá WTP cho cải thiện chất lượng nước hồ Ahmic. Họ thực hiện nghiên cứu chi phí du hành cho cả 2 hồ; đường cầu được trình bày trong Hình 7-6. Hình 7-6: Ước lượng chi phí du hành cho lợi ích giảm mật độ tảo biển

47 ây là v n đ th c có r t nhi u các con sông Hoa K và nh ng ng i lái tàu đã quên lau chùi tàu bè so đó phát tán đ n Canada. H Ahmic và h Eagle là nh ng h có th c b c Toronto, nh ng h Ahmic không có v n đ v t o bi n. M t trong nh ng loài t o bi n có h i, loài hydrilla, có xu t x t n đ và Hàn Qu c đã đ c nh p vào Hoa K đ làm th c v t nuôi các c nh. T i Florida, h n 70% h th ng m ng d n n c c a bang b t o hydrilla t n công, làm chính quy n bang t n $14,5 tri u đô la hàng n m đ mua thu c tr sâu và hóa ch t đ di t tr (theo Environment, Vol. 42, No.4, May 2000, p.4).


Đường cầu cho hồ Eagle nằm trên đường cầu hồ Ahmic. Nếu các hồ này tương tự nhau, chỉ khác nhau chất lượng nước, nhà nghiên cứu có thể suy ra sự chênh lệch thặng dư tiêu dùng (diện tích tô đậm) giữa 2 hồ là WTP của khách du lịch cho chất lượng nước tốt hơn. Không có phí vào cổng ở các hồ này, do đó không cần tính thay đổi thặng dư tiêu dùng trên bất cứ giá nào. (Câu hỏi: Tính toán thay đổi thế nào nếu có phí vào cửa?) Thay đổi thặng dư tiêu dùng là giá trị hàng năm bởi vì ta thực hiện ước lượng chi phí du hành cho số lượng khách du lịch trong một năm. Có thể sử dụng ước lượng giá trị thặng dư tiêu dùng này cho các nghiên cứu lợi ích-chi phí (chiết khấu cho các năm) của bất cứ chương trình nào của chính phủ thiết kế để loại trừ tác hại của tảo biển.

Số lượng khách tới hồ Ahmic và Eagle hàng năm

Hồ Ahmic

Hồ Eagle

$ Chi phí du hành biên

Đường cầu được xây dựng từ các cuộc khảo sát tại hồ Eagle and Ahmic. Hồ Eagle có chất lượng nước cao hơn hồ Ahmic vì không bị tảo biển gây hại. Giá trị con người trả cho chất lượng nước cao hơn chính là sự chênh lệch thặng dư tiêu dùng giữa hai hồ, trong hình là phần tô đậm. Không có phí vào cổng cho cả hai hồ.


Phê bình phương pháp Chi phí Du hành Phương pháp Chi phí Du hành được sử dụng tốt nhất trong trường hợp các địa điểm các đặc tính tương tự nhau (trừ chỉ số chất lượng môi trường) và có tần suất các chuyến du lịch cao trong một năm. Có một số khó khăn khi thực hiện phương pháp Chi phí Du hành này. Chuyến đi đa mục tiêu: Địa điểm đang nghiên cứu có thể không phải là điểm cuối

cùng trong hành trình; có thể mục đích của chuyến đi là thăm bạn bè hoặc có liên quan đến công việc và tranh thủ nghỉ ngơi giải trí. Nhà nghiên cứu sẽ phải tách chi phí cho địa điểm giải trí trong tổng chi phí của chuyến đi. Đây là một công việc khó khăn.

Hữu dụng/phi hữu dụng từ việc di chuyển: Quá trình di chuyển đến địa điểm có thể

rất thú vị hoặc rất khó chịu. Đều này có nghĩa ước lượng chi phí du hành có thể không phản ánh đầy đủ giá sẵn lòng trả. Có một cách giải quyết là hỏi khách du lịch đánh giá chủ quan của họ về việc di chuyển.

Thiên lệch lấy mẫu trong khảo sát: Vấn đề lớn nhất của phương pháp này là nó chỉ

lấy mẫu người sử dụng địa điểm đó. Điều này làm thiên lệch ước lượng giá sẵn lòng trả bởi vì người không sử dụng có thể không sẵn lòng gánh chịu chi phí du hành.

Lợi ích của người không sử dụng: Không có cách nào tính được lợi ích môi trường

của địa điểm mà người sử dụng không hưởng thụ được. Người ta có thể thấy vui khi biết tảo biển ở hồ Ahmic được loại bỏ ngay cả khi họ không có ý định sử dụng nó. Ý tưởng loại bỏ tảo biển ngoại lai này sẽ cải thiện đa dạng sinh học và bảo vệ lưu vực sông, do đó đem lại giá trị cho con người. Tại các nước đang phát triển, các địa điểm môi trường thiên nhiên có thể cung cấp nhiều loại hàng hóa và dịch vụ cho cư dân (củi, thực phẩm, chỗ vui chơi, thuốc chữa bệnh). Các cư dân ở đây sẽ không được tính là khách du lịch, do đó ta không tính được lợi ích của họ.

Đo lường sự thay đổi chất lượng môi trường là công việc khó khăn. Cái mà người ta muốn đo lường là giá trị thay đổi chất lượng môi trường tại địa điểm. Phương pháp chi phí du hành chỉ đại diện cho giá sẵn lòng trả cho một mức chất lượng môi trường. Với những khó khăn này, phương pháp chi phí du hành được sử dụng hạn chế trong phân tích lợi ích chi phí. Phương pháp Đánh giá Ngẫu nhiên Phương pháp trực tiếp để ước lượng giá sẵn lòng trả gọi là Phương pháp Đánh giá Ngẫu nhiên (CVM). CVM dựa trên ý tưởng đơn giản là nếu bạn muốn biết giá sẵn lòng trả của một người cho tính chất nào đó của môi trường, bạn hãy đơn giản hỏi họ. Từ “đơn giản” ở đây hơi cực đoan bởi vì cuối cùng bạn sẽ thấy nó trở thành chẳng đơn giản chút nào mặc dù ý tưởng ban đầu dường như rất rõ ràng. Phương pháp gọi là đánh giá “ngẫu nhiên” bởi vì nó cố làm người được hỏi nói họ hành động thế nào nếu họ được đặt trong một tình huống giả định. Nếu hàng hóa chúng ta đang xem xét là hàng hóa thị trường, chúng ta chỉ cần quan sát hành vi của con người trên thị trường. Nhưng khi hàng hóa không có thị trường, chẳng hạn đặc tính chất lượng môi trường, chúng ta chỉ có cách hỏi xem họ chọn như thế nào nếu được đặt vào một tình huống nhất định, nghĩa là nếu họ được giả định phải quyết định trong thị trường các đặc tính chất lượng môi trường đó.


Ngày nay nghiên cứu đánh giá ngẫu nhiên được thực hiện cho rất nhiều yếu tố môi trường: chất lượng không khí, giá trị cảnh quan, giá trị giải trí của bãi biển, bảo tồn các loài động vật hoang dã, hoạt động câu cá và săn bắn, phát thải chất độc hại, bảo tồn các con sông, sẵn lòng tránh bệnh tật do ô nhiễm và nhiều loại khác.48 CVM cũng được sử dụng trong các nghiên cứu phi-môi trường như đánh giá các chương trình giảm rủi ro với bệnh tim, giá trị thông tin giá ở siêu thị. Qua quá trình phát triển và cải tiến, ngày nay chúng ta có một phương pháp có thể tin tưởng được dùng để đo lường lợi ích của nhiều loại hàng hóa công, đặc biệt là chất lượng môi trường. Các bược thực hiện phân tích CVM như sau: 1. Nhận dạng và mô tả các đặc tính chất lượng môi trường cần đánh giá. 2. Nhận dạng đối tượng cần hỏi, bao gồm cả quá trình lấy mẫu để chọn người trả lời. 3. Thiết kế bảng phỏng vấn và tiến hành khảo sát thông qua phỏng vấn trực tiếp, bằng

điện thoại hoặc gửi thư (trong những năm gần đây, thảo luận nhóm cũng thường được sử dụng).

4. Phân tích kết quả và tổng hợp các kết quả cá nhân để giá trị cho nhóm bị ảnh hưởng do

thay đổi chất lượng môi trường. Bước này có thể gồm trình bày các bảng tính đơn giản hoặc phân tích kinh tế lượng.

5. Sử dụng ước lượng WTP trong phân tích lợi ích chi phí. Bởi vì giá trị WTP đo được sẽ

được sử dụng để ước lượng thay đổi thặng dư tiêu dùng, nên có thể coi như là lợi ích ròng và đưa trực tiếp vào trong phân tích lợi ích chi phí.

Cách tốt nhất để chúng ta hiểu bản chất của CVM là xem xét các bước thiết kế bảng phỏng vấn. Bảng câu hỏi phỏng vấn Đánh giá Ngẫu nhiên Bảng câu hỏi phỏng vấn đánh giá ngẫu nhiên được thiết kế để làm người được phỏng vấn nghĩ về các đặc điểm môi trường và phát biểu giá sẵn lòng trả tối đa cho các đặc điểm môi trường đó. Bảng phỏng vấn có 3 thành phần quan trọng: Một mô tả chính xác đặc điểm môi trường là gì để từ đó có thể hỏi người được phỏng

vấn.

Các câu hỏi về người được phỏng vấn được đưa ra một cách ngắn gọn và thích thích hợp, ví dụ thu nhập, nơi sinh sống, tuổi tác, việc sử dụng các hàng hóa liên quan.

Một câu hỏi, hay một bộ câu hỏi, được thiết kế để rút ra phản hồi về giá sẵn lòng trả

của người được phỏng vấn. Mục tiêu trung tâm của bảng phỏng vấn là để biết người được phỏng vấn đánh giá đặc điểm môi trường có giá trị như thế nào đối với họ. Thuật ngữ kinh tế gọi là làm cho người được phỏng vấn bộc lộ giá sẵn lòng trả tối đa so với trường hợp không có sử dụng hàng

48 Có r t nhi u ví d v đánh giá ng u nhiên trong lý thuy t kinh t h c. Xem ph n tài li u tham kh o c a ch ng này cu i cu n sách đ bi t nhi u cách th c hi n CVM.


hóa môi trường. Nếu họ trả lời trung thực, con số họ bộc lộ chính là giá trị lợi ích ròng của hàng hóa môi trường mà họ đánh giá. Người ta đã phát triển một số kỹ thuật để thu thập được những phản hồi này. Rõ ràng nhất là hỏi người được phỏng vấn cung cấp con số này mà phỏng vấn viên không được gợi ý hoặc thăm dò. Có thể dùng kỹ thuật khác như sử dụng trò chơi đấu giá: phỏng vấn viên sẽ bắt đầu hỏi bằng cách nêu ra một mức giá thấp và sau đó tăng dần lên cho đến khi người được phỏng vấn chỉ ra giới hạn sẵn lòng trả của họ. Một cách khác là phỏng vấn viên bắt đầu hỏi mức giá cao và sau đó hạ xuống để tìm ra mức ngưỡng giá trị của người được hỏi. Một kỹ thuật nữa là đưa cho người được phỏng vấn một thẻ in sẵn các mức giá trị và đề nghị họ đánh dấu vào con số tương ứng với giá sẵn lòng trả cao nhất của họ. Chúng ta sẽ minh họa bảng phỏng vấn CVM bằng một ví dụ giả định và xem kết quả của nó được sử dụng như thế nào. Ví dụ: Giá sẵn lòng trả để giảm ô nhiễm không khí ở thành phố

Khu vực tiểu vùng Vancouver đang cố gắng giảm ô nhiễm không khí.49Có thể sử dụng một số chính sách để hoàn thành mục tiêu này, chẳng hạn như khuyến khích người dân sử dụng phương tiện giao thông công cộng thay vì phương tiện cá nhân, đánh thuế lên việc sử dụng xe có gắn động cơ theo loại phương tiện hay theo trọng lượng, tăng thuế xăng, thu lệ phí cầu đường, đánh thuế lên chỗ đậu xe ở khu vực trung tâm thành phố v.v. Nhà nghiên cứu muốn khảo sát giá sẵn lòng trả của người dân cho hai phương án: đánh thuế lên phương tiện giao thông dựa vàp trọng lượng, và thu phí trên mọi cây cầu ở Vancouver. Nhà nghiên cứu thiết kế bảng phỏng vấn như trình bày ở trang bên. Có 2.000 người được phỏng vấn và kết quả như sau. Đối với đánh thuế, WTP trung bình là $5 trên 100kg phương tiện chuyên chở. Phưong tiện chuyên chở (xe khách và xe tải nhẹ) có trọng lượng từ 1.500kg đến 2.500kg. Nhà nghiên cứu khảo sát loại xe ở British Columbia và thu thập trọng lượng từng loại từ nhà sản xuất và sau đó tính tổng WTP mỗi năm cho thuế phương tiện giao thông là $15 triệu. Đối với lệ phí cầu, WTP trung bình là $1. Nhà nghiên cứu thu thập số liệu giao thông từ phòng công trình TransLink và tính toán có trung bình 100,000 lượt quan cầu tiểu vùng Vancouver mỗi ngày (ngày trong tuần có nhiều lượt qua lại hơn ngày cuối tuần). Doanh thu do đó sẽ là $100,000 ngày hoặc $36.5 triệu năm. Nhà nghiên cứu kết luận rằng dân cư trong cuộc khảo sát sẵn lòng trả phí qua cầu cao hơn đánh thuế phương tiện giao thông. Các con số tính toán được này sau đó được dùng để thiết kế các chính sách hiệu quả cho vùng. Bảng câu hỏi phỏng vấn CVM Thiết lập tình huống Khu vực tiểu vùng Vancouver chịu vấn đề ô nhiễm không khí nghiêm trọng. Hàng năm, có ít nhất 15 ngày chất lượng không khí xuống thấp hơn mức tiêu chuẩn quốc gia đặt ra cho sương mù. It nhất 50 ngày trong năm có sương mù, mặc dù vẫn nằm trong mức tiêu chuẩn cho phép. Sương mù gây khó thở cho một số người, đặc biệt có hại với trẻ em và người già. Sương mù cò làm giảm năng suất cây trồng trong thung lũng Fraser, làm hư hỏng thiết bị, đặc biệt là các thiết bị bằng nhựa và cao su. Các nhà khoa học không biết lượng sương

49 ây là v n đ th c đ c m t s nghiên c u s d ng ph ng pháp đánh giá ng u nhiên th c hi n. Ví d là gi đ nh nh ng có trình bày m t s s li u th c.


mù tối thiểu an toàn cho con người. Translink (cơ quan giao thông khu vực tiểu vùng Vancouver) đang xem xét một số chính sách để giúp giảm số ngày có sương mù. Chúng tôi đánh giá cao sự giúp đỡ của ông bà qua việc trả lời một số câu hỏi cho hai chính sách sau đây.


Chính sách 1: Đánh thuế phương tiện giao thông dựa trên trong lượng phương tiện Sẽ đánh mức thuế hàng năm dựa trên trọng lượng của phương tiện giao thông. Trọng lượng của phưong tiện có thể đại diện cho số tấn khói thải vào bầu khí quyển. Trung bình thì phưong tiện vận tải nặng sẽ gây ô nhiễm nhiều hơn phương tiện vận tải nhẹ. Thuế sẽ tính trên 100kg trọng lượng phương tiện. Mục tiêu của chính sách này là thúc đẩy mọi người mua xe nhẹ hơn và tiết kiệm nhiên liệu hơn và làm những người gây ô nhiễm nhiều phải trả cho phần của họ. Chính sách 2: Thu phí trên mọi cây cầu trong khu vực tiểu vùng Vancouver Sẽ thu phí tự động trên mọi cây cầu trong khu vực. Phí sẽ được thu chỉ cho những chuyến xe vào Vancouver. Hầu như tất cả phương tiện giao thông vào thành phố đều qua một cây cầu. Mức phí này thúc đẩy mọi người sử dụng phương tiện giao công cộng hoặc thay đổi chỗ ở gần chỗ làm việc hơn. Câu hỏi 1. Thuế phương tiện Ông/bà sẵn lòng trả bao nhiêu mỗi năm cho 100kg trọng lượng phương tiện (đánh dấu X bên cạnh con số mà ông/bà cho rằng phù hợp với mình nhất $ 0 ____________ $ 5 ____________ $ 10 ____________ $ 20 ____________ $ 30 ____________ $ 50 ____________ Trên $ 50 ____________ 2. Phí cầu đường Ông/bà có sẵn lòng trả $_________* cho phí cầu đường mỗi lần qua một cây cầu ở tiểu vùng Vancouver? Yes No (khoanh tròn) * Nhà nghiên cứu sẽ đặt vào khoảng trống này một con số nào đó. Người được phỏng vấn khác nhau sẽ có các con số khác nhau. Những giá trị này sẽ nằm trong phạm vi nhà nghiên cứu cho rằng thích hợp. Phê bình phương pháp Đánh giá Ngẫu nhiên Điểm mạnh chính của phương pháp CVM là linh động. Có thể thiết kế CVM cho bất cứ tình huống nào và do đó có thể áp dụng cho rất nhiều hàng hóa môi trường, không chỉ áp dụng cho những hàng hóa đo được chỉ khi có liên hệ với hàng hóa thị trường. Hầu như tất cả những thứ gì mà con người có thể hiểu được đều có thể dùng phương pháp CVM này nghiên cứu. Phương pháp này được dùng rộng rãi để đánh giá giá trị lợi ích môi trường. Phương pháp có một số nhược điểm chính: Đặc tính giả định. Khi một người mua hàng hóa thị trường, muốn có món hàng, anh ta

phải thật sự đưa tiền cho người bán hàng. Đó là tình huống thật, nếu lựa chọn sai lầ, người đó sẽ phải chịu hậu quả thật. Nhưng đối với một bảng phỏng vấn CVM tình huống thực như trên không hiện hữu. Người trả lời đối mặt với một tình huống giả định


và họ sẽ đưa ra câu trả lời giả định mà không bị chi phối bởi quy luật của thị trường thực. Có hai câu hỏi về vấn đề này. Thứ nhất, liệu người trả lời có biết hoàn toàn về sự ưa thích thực của mình để đưa ra câu trả lời đúng đắn? Thứ hai, Ngay cả khi họ biết sự ưa thích của họ, có động lực nào làm họ không nói thực sự ưa thích của họ với phỏng vấn viên? Trên thị trường, hầu hết mọi người đều có kinh nghiệm mua sắm, tuy không phải mọi người. Vào thế kỷ 17 ở New England, người ta đã từng mua bán chỗ ngồi trong nhà thờ. Ở một số nước, để xin được giấy phép xây dựng toà nhà hay chỗ đậu xe phải có hối lộ. Xã hội chúng ta ngày nay thì có giá cho mọi thứ mua bán trên thị trường. Khi một người đứng trước giá thị trường của một hàng hóa hoặc dịch vụ, anh ta có thời gian để nhận biết giá trị của nó, điều chỉnh mua sắm của mình và quyết định giá sẵn lòng trả cho hàng hóa và dịch vụ đó – giá sẵn lòng trả này phản ánh chính xác sự ưa thích của anh ta. Nhưng khi đề nghị anh ta nói lên một số tiền cho một thứ không có giá thị trường, sẽ rất khó để anh ta nói đúng giá sẵn lòng trả của mình. Bạn sẵn lòng trả bao nhiêu tiền để có thêm 10 buổi chiều hoàng hôn tuyệt đẹp mỗi năm? Nếu bạn chưa từng trả cho hàng hóa môi trường, tất cả chúng ta cũng vậy, bạn sẽ không có ý tưởng gì về giá mà bạn sẽ trả cho món hàng.

Động lực nói không đúng giá sẵn lòng trả. Các đặc tính chất lượng môi trường là hàng hóa công, như chúng ta đã thấy trong chương 4. Một người sẽ nói thấp sự ưa thích đối khi đoán rằng câu trả lời của anh ta sẽ được dùng để lập nên mức giá cho các hàng hóa công cộng này. Nhưng trong nghiên cứu CVM, cũng không có áp lực nào cho rằng sẽ dùng các câu trả lời để, chẳng hạn đánh thuế món hàng đang đượx xem xét. Do đó loại thiên lệch này không đáng kể lắm. Loại thiên lệch ngược lại có thể lớn hơn: một người có thể đưa ra mức giá sẵn lòng trả cao hơn mức thực và nghĩ rằng mọi người sẽ làm tương tự, do cho rằng để làm cho món hàng hiện hữu, phần chia chi phí của mỗi người sẽ rất nhỏ.

Các vấn đề thực tiễn. Bao gồm những thiên lệch do người nghiên cứu gây ra (ví dụ,

chọn phương pháp trả tiền, phạm vi chọn lựa WTP, thiết kế tình huống trong bảng phỏng vấn v.v.), kích thước mẫu nhỏ, các vấn đề xảy ra trong cuộc phỏng vấn (chẳng hạn chỉ hỏi được những người quan tâm thực sự đến môi trường), và nhiều vấn đề khác nữa. Các nhà kinh tế học đang phát triển một số kỹ thuật để giúp nghiên cứu CVM tốt hơn. Ví dụ, họ khảo sát những tình huống người trả lời bộc lộ sự ưa thích của học thông qua bộc lộ hành vi (vi dụ mua giấy phép câu cá). Phương pháp này gọi là phương pháp phát biểu sự ưa thích.

Trong khi có nhiều phê bình, phương pháp CVM vẫn được sử dụng rộng rãi và là công cụ có thể áp dụng được để đánh giá lợi ích. NHẬN XÉT CÁC PHƯƠNG PHÁP ĐÁNH GIÁ GIÁ TRỊ LỢI ÍCH MÔI TRƯỜNG Giá sẵn lòng trả và Giá sẵn lòng chấp nhận

Trong sách này chúng ta đã sử dụng khái niệm giá sẵn lòng trả để đo lường lợi ích cải thiện chất lượng môi trường và do đó đo lường thay đổi trong tổng thiệt hại (diện tích dưới đường MD). Giá sẵn lòng trả, bên cạnh việc phản ánh sở thích còn phản ánh thu nhập. Một cách khác để giải quyết các vấn đề đánh giá giá trị cải thiện chất lượng môi trường là hỏi


người dân giá sẵn lòng chấp nhận từ bỏ sử dụng hàng hóa môi trường. Để đánh giá cải thiện chất lượng không khí, chúng ta có thể hoặc hỏi họ sẵn lòng trả bao nhiên cho một đơn vị cải thiện hoặc họ sẵn lòng chấp nhận đền bù bao nhiêu để giảm một đơn vị chất lượng không khí. Giả sử cơ quan quản lý đang dự tính xây dựng nhà máy lò đốt rác thải độc hại ở một khu vực cụ thể. Để đo thiệt hại cho cộng đồng, chúng ta có thể tính số tiền đền bù cần thiết để cộng đồng sẵn lòng chấp nhận nhà máy (nói các khác, là số tiền họ sẵn lòng trả để không có nhà máy đó). Rõ ràng giá sẵn lòng chấp nhận (WTA) không bị giới hạn bởi thu nhập như giá sẵn lòng trả. Do đó sẽ không ngạc nhiên khi được hỏi câu hỏi giá sẵn lòng chấp nhận, câu trả lời thường cao hơn câu hỏi giá sẵn lòng trả cho cùng một loại hàng hóa. Ở mức độ nào đó, giá trị tính được phụ thuộc vào câu hỏi hỏi cái gì. Hai loại câu hỏi này sẽ cho kết quả tương đương nhau nếu hỏi về một thay đổi nhỏ. Xem xét ví dụ về trái dưa gang. Nếu một người sẵn lòng trả $1.49 để mua thêm một trái dưa, giá trị này rất gần với khoản tiền cần để đền bù nếu lấy trái dưa gang của anh ta. Ngay cả trong những trường hợp thay đổi nhỏ, giá sẵn lòng chấp nhận vẫn lớn hơn gí sẵn lòng trả. Trong những cuộc khảo sát và thực nghiệm, người dân có xu hướng so sánh được và mất từ một điểm tham chiếu. Họ đánh giá mất từ điểm tham chiếu nhiều hơn là được. Một khoản đền bù tối thiểu thông thường cao hơn vài lần khoản sẵn lòng trả.50 Sinh viên Canada đã tham gia vào một số thí nghiệm đo lường giá sẵn lòng trả so với giá sẵn lòng chấp nhận. Hàng hóa là sô cô la và cà phê. Đây là những hàng hóa mà chúng ta dự đoán sinh viên sẽ không phân biệt gì nhiều giữa giá sẵn lòng trả và giá sẵn lòng chấp nhận. Nhưng thực sự là họ đã phân biệt. Đối với những thay đổi lớn (gọi là những thay đổi “không biên tế”), sự phân biệt này càng lớn. Ví dụ nếu chúng ta nói về thay đổi ô nhiễm không khí nhiều trong khu vực đến nỗi làm thay đổi phúc lợi của cư dân sống ở đó, hai cách đo này có thể đem lại kết quả khác nhau nhiều. Các nhà kinh tế học thường có một số phương pháp phân tích vấn đề này. Một trong những cách đó là xem xét kỹ lưỡng bảng phỏng vấn và cách thức đặt câu hỏi trong bảng phỏng vấn. Kinh nghiệm chỉ ra rằng các câu trả lời sẽ khác nhau tùy thuộc vào cách đặt câu hỏi, cho nên có khả năng là giá sẵn lòng trả và giá sẵn lòng chấp nhận khác nhau do cách đặt câu hỏi. Cách khác là thay thế những nguyên lý kinh tế kinh điển cho rằng không có sự khác biệt giữa hai cách đo, bằng những khái niệm mới để có thể giải thích sự khác nhau. Đây là vấn đề đang có nhiều tranh cãi và rất quan trọng cho chính sách môi trường. Nếu trong thực tế hai cách đo khác nhau nhiều, các quy định chính sách phải đề cập đến cả giá sẵn lòng trả và giá sẵn lòng chấp nhận. Giá trị không sử dụng Khi một người mua gạo, chúng ta giả sử anh ta làm vậy vì muốn ăn cơm; giá trị của gạo nằm trong chính giá trị sử dụng của nó. Logic này có thể được mở rộng ra cho cách hàng hóa môi trường, nhưng trong trường hợp này chúng ta sẽ bổ sung thêm. Khi một người tự nguyện đóng góp tiền để bảo tồn loại một tài sản môi trường quý hiếm mà anh ta có thể chưa bao giờ thấy trừ khi thấy trong ảnh, chúng ta phải xem xét thêm ngoài giá trị sử dụng. Giá sẵn lòng trả cho những đặc tính môi trường loại này phải bao gồm những giá trị không

50 Xem công trình c a Jack Knetsch và c ng s , ví d “Environmental Policy Implications of Disparities between Willingness to Pay and Compensation Demanded Measures of Values”, Journal of Environmental Economics and Management 18 (1990): 227-237, và tài li u tham kh o trong bài này.


sử dụng nhất định. Một khả năng là mặc dù có lẽ anh ta không sử dụng trực tiếp tài sản môi trường này, anh ta lại muốn giữ nó để sử dụng trong tương lai. Giá trị nhiệm ý (option value) là giá trị mà một người sẵn lòng trả để giữ lại như là một lựa chọn có thể sử dụng tài sản môi trường trong tương lai. Người ta có thể sẵn lòng trả để bảo tồn một loài hoặc hệ sinh thái ngay cả khi họ không thấy hoặc không sử dụng trực tiếp, chẳng hạn động vật hoang dã châu Phi. Trong trường hợp này, chúng ta đo lường giá trị hiện hữu (existence value), giá sẵn lòng trả để đơn giản bảo tồn sự hiện hữu của một số tài sản môi trường. Những giá trị mang tính vô vị lợi như vậy nếu được sử dụng cho thế hệ tương lai thì chúng ta có giá trị lưu truyền (bequest values). Cuối cùng, chúng ta có thể thêm giá trị hỗ trợ (stewardship value), là giá trị không nhất thiết liên hệ với việc con người sử dụng môi trường ra sao, mà tập trung duy trì sức khỏe môi trường cho quá trình sử dụng liên tục của mọi sinh vật sống. Một trong những lý do phương pháp đánh giá ngẫu nhiên ngày càng phổ biến là nó có thể đánh giá được giá trị không sử dụng. TÓM TẮT Đo lường lợi ích là một trong những trọng tâm nghiên cứu của kinh tế học môi trường. Những kỹ thuật mới được khám phá để đánh giá những giá trị mà trước đây không thể thực hiện được. Những giá trị này không những hữu ích cho phân tích lợi ích chi phí mà còn góp phần giải quyết những tranh chấp pháp lý liên quan đến giá trị bồi thường thiệt hại. Các cơ quan môi trường đã đầu tư rất nhiều thời gian và công sức để ước lượng các giá trị lợi ích làm nền tảng cho các quyết định chính sách. Chúng ta đã liệt kê và mô tả chi tiết những phương pháp chính mà cá nhà kinh tế học môi trường dùng để đo lường lợi ích cải thiện chất lượng môi trường/giảm thiệt hại ô nhiễm. Chúng ta đã trình bày những kỹ thuật đánh giá thiệt hại trực tiếp để đánh giá ảnh hưởng sức khỏe, mất mát sản lượng, thiệt hại thiết bị, và cuối cùng nhận thấy rằng những phương pháp này không đại diện đầy đủ cho giá sẵn lòng trả. Những phương pháp gián tiếp dựa trên giá sẵn lòng trả cho chất lượng môi trường bao gồm phương pháp chi tiêu ngăn ngừa, đánh giá hưởng thụ, phương pháp thị trường đại diện như chi phí du hành và cuối cùng là phương pháp đánh giá ngẫu nhiên. Có nhiều khó khăn khi áp dụng các phương pháp này, bởi vì phần lớn các phương pháp này chỉ đại diện cho WTP, hoặc là phải thiết lập thị trường giả định để suy ra WTP. Chúng ta cũng trình bày ví dụ cho từng phương pháp để xem các phương pháp này được áp dụng trong phân tích lợi ích chi phi như thế nào. Các bài phê bình các phương pháp này cho thấy không một phương pháp nào là “hoàn hảo”, nhưng nhiều nhà kinh tế môi trường thống nhất rằng các nỗ lực đánh giá lợi ích là rất có ý nghĩa. Nếu không thực hiện việc đánh giá này, phân tích lợi ích chi phí chỉ còn khía cạnh chi phí. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Giá trị lưu truyền Sự tử vong Tiền tệ hóa Giá trị nhiệm ý Thặng dư tiêu dùng Chi tiêu ngăn ngừa Phương pháp đánh giá ngẫu nhiên Thặng dư sản xuất Hàm liều lượng – đáp ứng Phương pháp nghiên cứu sản lượng Giá trị hiện hữu Thị trường đại diện Ước lượng hưởng thụ Phương pháp chi phí du hành Bệnh tật Giá sẵn lòng chấp nhận


BÀI TẬP 1. Tính thay đổi thặng dư tiêu dùng sử dụng Hình 7-2 nếu đường cầu dịch chuyển đến P =

10 – Q 2. Chính phủ áp dụng quy định mới về ô nhiễm làm giảm ảnh hưởng ô nhiễm lên trữ

lượng tôm hùm ở East Coast. Đường MC = 5Q là chi phí khai thác tôm trước khi có chính sách. Quy định mới làm giảm chi phí khai thác tôm 50%. Lợi ích ròng do quy định mới mang lại cho người khai thác tôm là bao nhiêu? Hãy trình bày bằng đường MD.

3. Giả sử dân cư ở Winnipeg không mua máy lọc không khí. Như vậy chi tiêu ngăn ngừa

của cư dân Hamilton có thể cung cấp thông tin về WTP của họ cho không khí sạch được không? Giải thích và minh họa bằng đồ thị.

4. Giả sử nhà nghiên cứu ước lượng được đường cầu từ bảng phỏng vấn CVM minh họa

trong chương này. Hãy minh họa đồ thị và giải thích đường cầu đo lường WTP cho cải thiện chất lượng không khí trong mỗi kịch bản như thế nào.

CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Tại sao tổng chi tiêu cho một hàng hóa lại không đại diện cho lợi ích ròng từ việc mua

hàng hóa đó? Tại sao sản lượng gia tăng do giảm mức ô nhiễm lại đo lường quá mức lợi ích?

2. Liệt kê và cho ví dụ ba vấn đề phải sử dụng chi phí ngăn ngừa để đo lường giá sẵn lòng

trả. Giải quyết các vấn đề này trong phân tích lợi ích chi phí như thế nào? 3. Làm thế nào sử dụng sự chênh lệch lương giữa các thành phố để đo lường giá trị giảm

rủi ro sức khỏe do ô nhiễm? 4. Phương pháp chi phí du hành có phải là phương pháp thích hợp để đánh giá chính sách

gia tăng hành lang bảo vệ động vật hoang dã ở các công viên quốc gia ở núi Rocky Canada? Nêu lý lẽ của bạn.

Hãy nhận xét ví dụ về đánh giá ngẫu nhiên trong chương này. Loại thiên lệch nào có thể có? Có phải tình huống được nêu quá giả định? Người được phỏng vấn có động lực trả lời không đúng sự ưa thích của họ không?


CHƯƠNG 9

TIÊU CHÍ ĐÁNH GIÁ CHÍNH SÁCH MÔI TRƯỜNG

Có nhiều loại chính sách môi trường khác nhau. Không thể có một chính sách duy nhất phù hợp với tất cả các vấn đề môi trường khác nhau mà thế giới đang đối mặt. Mỗi chính sách đều tiên liệu cách phản ứng của các nhà quản lý và chủ thể gây ô nhiễm. Mỗi loại chính sách có những đặc điểm riêng làm nó thành công trong bối cảnh này nhưng thất bại trong những bối cảnh khác. Để đánh giá tính hiệu quả và thích hợp của một chính sách nhằm giải quyết một vấn đề ô nhiễm môi trường nhất định, điều quan trọng là phải hiểu rõ tập hợp các chỉ tiêu đánh giá chính sách. Những chỉ tiêu sử dụng trong những chương sau để đánh giá chính sách môi trường cụ thể bao gồm: Khả năng đạt được hiệu quả và hiệu quả chi phí trong giảm thiểu ô nhiễm môi trường Tính công bằng Khuyến khích tìm kiếm giải pháp tốt hơn Tính hiệu lực Mức độ phù hợp của chính sách với những quan điểm đạo đức. HIỆU QUẢ VÀ HIỆU QUẢ CHI PHÍ “Hiệu quả” có nghĩa là sự cân bằng giữa chí phí xử lý ô nhiễm và thiệt hại do ô nhiễm gây nên. Một chính sách môi trường hiệu quả là chính sách làm cho chúng ta đạt được, hoặc gần đạt được điểm (mức thải hoặc chất lượng môi trường) mà ở đó chi phí giảm ô nhiễm biên bằng mức thiệt hại biên. Để xác định được điểm này ở đâu chúng ta cần biết cả chi phí và thiệt hại. Một cách suy nghĩ về chính sách môi trường là cách tiếp cận chuyển từ tập trung hóa đến phi tập trung hóa. Một chính sách tập trung hóa đòi hỏi cơ quan quản lý chịu trách nhiệm quyết định điều gì cần phải làm. Để đạt được hiệu quả với chính sách tập trung hóa, cơ quan quản lý đảm trách cần phải biết hàm chi phí giảm ô nhiễm biên thích hợp, hàm thiệt hại biên và thực hiện các bước cần thiết để làm cho tình hình tiến tới điểm hai hàm số này bằng nhau. Một chính sách phi tập trung hóa mang đem lại kết quả từ sự tác động qua lại giữa nhiều người ra quyết định, và mỗi cá nhân nhất thiết thực hiện những đánh giá riêng của mình về thực trạng tình hình. Trong phương pháp phi tập trung hóa, sự tác động qua lại giữa các cá nhân nhằm thể hiện thông tin về chi phí giảm ô nhiễm biên và thiệt hại biên để điều chỉnh tình hình đến điểm chi phí giảm ô nhiễm biên bằng thiệt hại biên. Thông thường chúng ta không thể đo lường một cách chính xác thiệt hại do suy thoái môi trường gây nên. Chính vì vậy khi đó hiệu quả chi phí trở thành tiêu chí đánh giá chính sách chủ yếu. Một chính sách là hiệu quả chi phí nếu nó tạo nên sự cải thiện môi trường tối đa với nguồn lực bỏ ra, nói cách khác, nó cho phép đạt được một mức cải thiện môi trường nào đó với mức chi phí tối thiểu. Để một chính sách là hiệu quả nó cần thiết phải đạt hiệu quả chi phí, nhưng điều ngược lại chưa hẳn là đúng. Một chính sách có thể là hiệu quả chi phí ngay cả khi mục tiêu của nó là không đúng. Giả sử chúng ta quyết định làm sạch sông Lawrence, bất kể lợi ích đạt được là gì. Chúng ta vẫn quan tâm tìm kiếm chính


sách để thực hiện được việc đó với chi phí nhỏ nhất. Nhưng để cho một chính sách đạt hiệu quả xã hội, nó không chỉ phải đạt hiệu quả chi phí mà còn phải đảm bảo cân bằng giữa chi phí và lợi ích. Để đạt hiệu quả, dự án làm sạch dòng sông phải đảm bảo cân bằng giữa lợi ích biên và chi phí biên. Bên cạnh việc tạo nên sự cải thiện môi trường tối đa với nguồn lực tiêu hao, khả năng của một chính sách đạt được hiệu quả chi phí cũng quan trọng vì một lý do khác nữa. Nếu chương trình là không hiệu quả chi phí, người lập chính sách và nhà quản lý sẽ ra quyết định sử dụng hàm tổng chi phí giảm ô nhiễm cao hơn mức cần thiết, dẫn đến việc đặt mục tiêu về khối lượng giảm thải ít khắt khe hơn. Điều này được thể hiện ở Hình 9-1 về trường hợp thải khí SO2. Với một chính sách không đạt hiệu quả chi phí thì chi phí giảm ô nhiễm biên là đường phía trên, ký hiệu là MAC1, trong khi đó với phương pháp tối thiểu hóa chi phí thì đường chi phí giảm ô nhiễm biên có thể là đường MAC2

51. Giả sử người quản lý chọn mức thải SO2 mục tiêu là 100.000 tấn. Họ cho rằng tổng chi phí giảm thải là 4,5 triệu đô la vì nhận thấy chí phí giảm thải biên là MAC1.52 Nếu thực hiện chương trình đạt hiệu quả chi phí và chi phí giảm ô nhiễm là MAC2, tổng chi phí giảm thải ở mức 100,000 tấn sẽ là 2,5 triệu đô la. Nói cách khác, người quản lý có thể lựa chọn mức giảm thải cao hơn với cùng một tổng chi phí giảm thải dưới đường MAC1. Trong mọi trường hợp, chính sách đạt hiệu quả chi phí sẽ làm xã hội tốt hơn. Hình 9-1: Một chính sách đạt hiệu quả chi phí tối thiểu hóa tổng chi phí giảm ô nhiễm để đạt được một mức ô nhiễm nhất định

Tóm lại, hiệu quả chi phí là tiêu chí chủ yếu khi các nhà quản lý không xác định được đường thiệt hại biên; cho phép tối thiểu chi phí để đạt được một mục tiêu nhất định về chất lượng môi

trường;

51 MAC1 có thể cao hơn MAC2 vì một số lý do khác nhau, như sẽ được thảo luận chi tiết trong các chương tiếp theo của phần này. Điểm chính ở đây là khi chính sách là không hiệu quả chi phí, chi phí kiểm soát ô nhiễm sẽ cao hơn mức có thể khi chính sách là hiệu quả chi phí. 52 Tổng chi phí giảm ô nhiễm là diện tích phía dưới đường MAC từ mức thải ban đầu (trong trường hợp này là 200.000 tấn) đến mức thải mục tiêu (100.000 tấn).

100 200

Mức thải mục tiêu MAC1

MAC2

50

100


cho phép xã hội đạt được mức mục tiêu chất lượng môi trường cao hơn chính sách không hiệu quả vì nó tiết kiệm chi phí.

Dẫu việc bảo tồn tài nguyên môi trường là cực kỳ quan trọng, tiêu chí hiệu quả và hiệu quả chi phí vẫn là hệ trọng bởi vì nó là một trong những điều mà con người mong muốn đạt được. Những người tán thành thường bị thuyết phục rằng mục tiêu của họ mặc nhiên đáng giá, nhưng thành công phụ thộc vào việc thuyết phục nhiều người rằng chính sách môi trường được thiết kế một cách hiệu quả. Như vậy, nguồn lực cho cải thiện chất lượng môi trường phải được sử dụng theo cách thức cho phép tạo ra ảnh hưởng lớn nhất. Điều này đặc biệt quan trong đối với các nước kém phát triển có ít nguồn lực dành cho các chương trình bảo vệ môi trường và không thể trang trải cho các chính sách không hiệu quả và không hiệu quả chi phí. Hiệu quả lực chi phí cũng trở thành vấn đề quan trọng cho các nước phát triển trong thời kỳ khủng hoảng hoặc suy thoái. CÔNG BẰNG Công bằng, hoặc bình đẳng, là một tiêu chí quan trọng khác để đánh giá chính sách môi trường. Công bằng là vấn đề đạo đức và là sự quan tâm của người khá giả đối với những người kém may mắn. Nó cũng là mối quan tâm để chính sách đạt hiệu lực bởi vì chính sách sẽ không được ủng hộ nếu được coi là không bình đẳng. Tuy nhiên chúng ta phải thừa nhận rằng không có sự thống nhất về trọng số mà chúng ta gán cho hai mục tiêu: hiệu quả và phân phối. Hãy xem xét những số liệu giả thuyết sau đây, các số liệu này thể hiện chi phí và lợi ích của một số phương pháp kiểm soát ô nhiễm không khí của một vùng nào đó. Phân phối lợi ích ròng

Chương trình

Tổng chi phí Tổng lợi ích Lợi ích ròng Thu nhập thấp

Thu nhập cao

A 50 100 50 25 25 B 50 100 50 30 20 C 50 140 90 20 70 D 50 140 90 40 50

Ba cột đầu cho biết tổng chi phí, tổng lợi ích, và lợi ích ròng tương ứng. Chương trình A và B có cùng lợi ích ròng, nhưng ở chương trình B lợi ích này được phân phối một cách tiến bộ hơn so với ở chương trình A. Chúng ta có thể cho rằng mọi người thích chương trình B hơn chương trình A vì nó có cùng lợi ích ròng và có ảnh hưởng phân phối tốt hơn. Nhưng nếu so sánh chương trình B với C, lợi ích ròng của C cao hơn B rất nhiều. Thật đáng tiếc lợi ích lại không được phân phối tiến bộ như B; thực ra lợi ích được phân phối nhiều hơn cho người có thu nhập cao. Nếu chúng ta phải lựa chọn giữa B và C, chúng ta nên chọn chương trình nào? Một số người có thể lập luận rằng chúng ta nên chọn B ví lý do phân phối, những người khác sẽ tranh luận nên chọn C vì có tổng lợi ích ròng lớn hơn. Hoặc, so sánh B và D. Trong trường hợp này D có ưu thế hơn về hiệu quả, mặc dầu tương tự như C lợi ích được phân phối nhiều hơn cho người có thu nhập cao. Nhưng ở đây chúng ta cũng thấy rằng người có thu nhập thấp có thể tăng thu nhập xét trên phương diện tuyệt đối, mặc dù không tăng trên phương diện tương đối. Một câu hỏi cần được thảo luận thêm là cần phải nhấn mạnh như thế nào tác động phân phối của chính sách môi trường so với các khía cạnh khác. Có tranh luận cho rằng vì suy thoái môi trường tràn lan, xã hội cần chú trọng chủ yếu vào những chính sách hiệu quả


nhất – mang lại ảnh hưởng lớn nhất từ nguồn lực đã sử dụng. Tranh luận khác cho rằng xã hội cần tránh sử dụng những chính sách dù hiệu quả nhưng có những tác động mạnh mẽ. Dù cảm nhận như thế nào về tác động phân phối – và điều đó phụ thuốc rất nhiều vào đánh giá cá nhân – chúng ta cần phải ghi nhớ rằng cần đặt một trọng số nhất định cho khía cạnh phân phối khi chọn lựa chính sách môi trường. Tiêu chí bình đẳng cũng hiện diện trong quyết định các chính sách môi trường quốc tế. Những quốc gia ở các giai đoạn phát triển khác nhau có những quan điểm khác nhau về cách thức phân bổ phí tổn của các chương trình kiểm soát ô nhiễm quốc tế. Với sự khác biệt to lớn về kinh tế trên phạm vi tòan cầu, những quan điểm đó xuất phát từ những cácg nhìn nhận khác nhau về bình đẳng. Có thể rất khó khăn khi xác định tác động phân phối cuối cùng của bất cứ chính sách môi trường nào. Xem xét ví dụ các quy định về thải khí từ các nhà máy điện. Những quy định này sẽ làm tăng chi phí điện năng, và việc đánh giá ảnh hưởng đến các đối tượng khác nhau không phải là quá khó bởi vì chúng ta có được thông tin khá đầy đủ về tiêu dùng điện của các nhóm đối tượng khác nhau. Tất nhiên, ở đây chúng ta cũng có thể gặp một số khó khăn, bởi vì khách hàng sẽ thực hiện một số biện pháp tiết kiệm điện để thoát khỏi ảnh hưởng tăng giá. Về phương diện lợi ích, chúng ta cần phải biết các quy định đã làm thay đổi chất lượng môi trường cho những đối tượng có thu nhập khác nhau như thế nào, nhưng thông tin loại này rất khó thu thập. Hoặc giả định hóa chất độc hại, ví dụ thuốc trừ sâu. Dường như chúng ta không biết gì về hành vi tiêu dùng hàng hóa này theo nhóm thu nhập. KHUYẾN KHÍCH ĐỔI MỚI Trong nghiên cứu chính sách môi trường, cách thức làm việc và kết quả công việc của các công chức thường được chú trọng nhiều, bởi vì họ được xem như là khởi nguồn của chính sách. Nhưng chính các chủ thể tư nhân – là các hãng sản xuất và người tiêu dùng, những người quyết định phạm vi và cấp độ của các tác động môi trường – và những khuyến khích đối với các chủ thể này là yếu tố quyết định các tác động được giảm thiểu như thế nào và ở đâu. Vì vậy, một tiêu chí quan trọng phải được sử dụng để đánh giá chính sách môi trường là liệu chính sách đó có khuyến khích mạnh mẽ các cá nhân tìm kiếm giải pháp mới để giảm thiểu ảnh hưởng môi trường; điều đó có nghĩa liệu chính sách có khuyến khích tiến bộ công nghệ không? Có phải chính sách buộc các cơ quan công đảm trách mọi sáng kiến và phí tổn, hay nó khuyến khích các cá nhân nỗ lực và sáng tạo để tìm kiếm phương pháp giảm thiểu ô nhiễm môi trường không? Thỉnh thoảng trong phân tích chúng ta dễ dàng bỏ quên điều quan trọng này khi tập trung vào hàm chi phí giảm ô nhiễm và thiệt hại. Những hàm số này thể hiện mức phát thải tối ưu hiện thời, nhưng qua thời gian điều quan trọng là phải làm dịch chuyển các hàm số này về phía dưới. Giảm thấp chi phí giảm ô nhiễm biên sẽ đảm bảo giảm thải ít tốn kém hơn bởi vì nó thể hiện mức chất lượng môi trường cao hơn, như đã được minh họa trong các phần trước của chương. Đổi mới công nghệ làm dịch chuyển hàm chi phí biên xuống dưới. Cũng như vậy, giáo dục và đào tạo cho phép con người làm việc và giải quyết vấn đề hiệu quả hơn. Cuối cùng, điều chúng ta muốn biết là liệu một chính sách môi trường có khuyến khích hay không và khuyến khích bao nhiêu để các chủ thể gây ô nhiễm tìm kiếm phương pháp giảm ô nhiễm. Theo tiêu chí này, khuyến khích càng nhiều thì chính sách càng tốt. HIỆU LỰC


Việc ban hành các quy định và đảm bảo các quy định đó được thực hiện đòi hỏi phải có nguồn lực con người, thời gian, và thể chế. Có khuynh hướng cho rằng ban hành luật tự động làm cho các vấn đề được giải quyết. Dường như không phải các chủ thể gây ô nhiễm sẽ tự động tuân theo bất cứ điều gì luật ban hành, thậm chí ngay cả ở những quốc gia có hệ thống luật và thể chế mạnh. Chính sách cần được thi hành bằng cách giám sát sự phát thải hoặc công nghệ được sử dụng, và sử dụng hệ thống pháp lý để giải quyết các trường hợp vi phạm luật. Thật không may, thường có những người không mong muốn các chính sách môi trường được thi hành. Tất cả những điều đó đòi hỏi nhất thiết phải có chi phí quản lý cho bất kỳ chính sách nào. Lý do để theo đuổi điều này là sự khó dễ khác nhau của việc thi hành các chính sách. Một số chính sách đòi hỏi khi thực hiện phải có biện pháp kỹ thuật phức tạp; các chính sách khác có thể được thực hiện với chi phí thấp hơn. Hoàn tòan vô nghĩa khi cố gắng thử nghiệm một giải pháp chính sách mới, quá dễ thực thi mà không thực tế, hoặc một chính sách khi thực thi thì quá tốn kém. Có thể tốt khi chúng ta áp dụng một chính sách không hoàn hảo nhưng có hiệu lực. Có hai bước chính trong quá trình thực thi chính sách: giám sát và trừng phạt. Giám sát là đánh giá kết quả của các chủ thể gây ô nhiễm theo các yêu cầu được quy định trong luật. Trừng phạt là việc đưa ra tòa những trường hợp vi phạm pháp luật. Vì vậy, giám sát thông thường là cần thiết; điều này không đúng với một chính sách duy nhất, đó là thuyết phục đạo đức. Giám sát hành vi ô nhiễm là phức tạp hơn nhiều so với việc theo dõi nhiệt độ. Tự nhiên chẳng quan tâm gì, vì vậy nó không cố ý đánh lừa, gây khó dễ cho quá trình giám sát. Nhưng chủ thể gây ô nhiễm, những người thông minh và chỉ chịu mất tiền khi luật môi trường được thực hiện một cách nghiêm khắc, thường tìm kiếm những cách khác nhau làm thất bại việc giám sát. Nếu quá trình giám sát càng khó khăn phức tạp thì càng tạo điều kiện cho người gây ô nhiễm tìm cách lẩn tránh. Một phần chính yếu khác của tính hiệu lực là trừng phạt những người gây ô nhiễm vi phạm luật. Nghe ra có vẻ là một bước đơn giản: phát thiện được người vi phạm, đưa họ ra tòa và xử phạt theo quy định của luật pháp. Các phiên tòa thường tốn thời gian, công sức, và tiền của. Với nhiều luật và nhiều người vi phạm, cố gắng đưa ra tòa tất cả các trường hợp vi phạm trở thành gánh nặng quá mức cho hệ thống pháp luật. Những người vi phạm cũng ngại hầu tòa, họ dành nhiều công sức, tiền của để chống lại sự trừng phạt, làm cho tiến tình trở thành phiên tòa dai dẳng và tốn kém. Trong nhiều trường hợp dữ liệu làm cơ sở cho việc trừng phạt là không đầy đủ, dẫn đến những thách thức và xung đột tốn kém. Để cảnh cáo, cơ quan chức năng chỉ nên trừng phạt một số ít vi phạm quá mức, nhưng điều này làm nảy sinh vấn đề quyết định người vi phạm nào phải hầu tòa. Không ngạc nhiên gì trong thực tế nhiều người vi phạm, đặc biệt những người vi phạm lần đầu, không bị trừng phạt theo những quy định cho phép của luật. Thông thường cơ quan chức năng thường cố gắng để có được sự tuân thủ tự nguyện và khuyến khích người vi phạm khắc phục tình hình mà không trừng phạt. Quá trình trừng phạt chứa đựng một nghịch lý. Có thể cho rằng, trừng phạt càng nặng – tiền phạt cao, phạt tù lâu đối với người vi phạm, v.v. – thì tác dụng ngăn chặn vi phạm của luật tốt hơn. Mặt khác, nếu hình phạt càng nặng tòa án càng miễn cưỡng áp dụng. Đe dọa đình chỉ kinh doanh, ngay cả xử phạt tài chính nặng có thể đe dọa kế sinh nhai của nhiều người. Tòa án thường ngại làm cho nhiều người bị mất việc làm hoặc bỏ tù giám đốc doanh nghiệp, và vì vậy chọn lựa hình phạt nhẹ hơn so với quy định của luật. Có sự đánh đổi giữa mức trừng phạt và xác suất nó được áp dụng. Vì vậy tiến trình trừng phạt có thể phức tạp hơn nhiều so với những gì mà mô hình đơn giản ngụ ý.

Chi phí tuân thủ là một phần quan trọng của các chương trình chất lượng môi trường. Các cơ quan công dường như ở mọi nơi gặp phải ràng buộc ngân sách nhưng trách nhiệm thì to


lớn và ngày càng nặng nề. Vì vậy, chi phí tuân thủ mặc dầu không lớn bằng tổng chi phí thực thi trong phần lớn các trường hợp nhưng quan trọng đối với các chương trình chất lượng môi trường và cần được xem xét rõ ràng trong việc đánh giá tổng chi phí xã hội của các chương trình này. CÁC XEM XÉT VỀ MẶT ĐẠO ĐỨC Xem xét khía cạnh đạo đức vượt quá vấn đề bình đẳng và phân phối đã thảo luận ở trên. Không nghi ngờ gì, cảm nghĩ của con người về cái gì là đúng hay sai ảnh hưởng cách thức mà họ xem xét các chương trình môi trường khác nhau. Những vấn đề này cần được cân nhắc một cách ngang bằng với những tiêu chí kỹ thuật mà chúng ta đã thảo luận ở trên. Chẳng hạn vấn đề chọn lựa giữa thuế phát thải và trợ cấp phát thải. Cả hai đều là chính sách khuyến khích kinh tế, và cả hai đều có thể giảm mức ô nhiễm theo nguồn với cùng một lượng như nhau. Từ giác độ hiệu quả, có thể tranh luận rằng trợ cấp là tốt hơn. Người gây ô nhiễm có phản ứng tốt và nhanh và sẵn lòng đón nhận chương trình trợ cấp hơn những chương trình buộc họ chịu nhiều chi phí. Đơn thuần từ quan điểm làm sạch môi trường càng sớm càng tốt, trợ cấp có thể là hiệu quả nhất. Nhưng điều đó có thể trái ngược với quan điểm đạo đức cho rằng người gây ô nhiễm môi trường nhất thiết không được “đền đáp” để thôi không gây ô nhiễm môi trường nữa, điều mà đôi khi trợ cấp được xem như vậy. Quan điểm cho rằng “người gây ô nhiễm phải trả tiền” thường được ủng hộ hơn về mặt đạo đức. Một số người nhìn nhận quan điểm này sâu hơn và tranh luận rằng hành vi gây ô nhiễm là trái đạo đức. Vì vậy, chúng ta cần áp dụng chính sách làm các hành vi gây ô nhiễm là bất hợp pháp. Một ý tưởng khác bắt nguồn từ quan điểm đạo đức cho rằng ai gây ô nhiễm thì phải chịu mọi phí tổn để làm giảm ô nhiễm. Quan điểm này được bộc lộ trong những tranh luận về vấn đề môi trường toàn cầu. Những nước công nghiệp, đặc biệt là những nước có kinh tế phát triển, chịu trách nhiệm chính về sự tích tụ khí CO2 và sự suy giảm tầng ôzôn. Nhiều người cho rằng những quốc gia này phải chịu phần lớn phí tổn đề khắc phục tình trạng đó. TÓM TẮT Mục tiêu của chương này là hệ thống hóa một số tiêu chí có thể có ích trong đánh giá chính sách môi trường. Những chỉ tiêu này là hiệu quả và hiệu quả chi phí công bằng khuyến khích đổi mới tính hiệu lực đạo lý Với những tiêu chí này, bây giờ ta có thể xem xét những loại chính sách môi trường khác nhau.


CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. “Hiệu quả hàm ý hiệu quả chi phí, nhưng hiệu quả chi phí không hàm ý hiệu quả.”

Giải thích điều đó. 2. Có nên đánh đổi hiệu quả với công bằng hay không? Hãy bảo vệ ý kiến của bạn? 3. Bên cạnh những ảnh hưởng khác đến những người có thu nhập khác nhau, chính sách

môi trường có thể có tác động khác nhau đến các vùng trong một quốc gia. Chính sách môi trường quốc gia ảnh hưởng khác nhau như thế nào khi được thực hiện đồng bộ ở các vùng khác nhau? Nếu một tỉnh phản đối, chính sách môi trường quốc gia có nên cho phép tỉnh đó không tham gia thực hiện không?

4. Hãy chứng minh bằng biểu đồ rằng thay đổi công nghệ (làm giảm chi phí giảm ô

nhiễm biên) có thể làm cho chất lượng môi trường tốt hơn. Có chính sách hành chính nào có thể làm giảm thiệt hại biên không?


CHƯƠNG 10

LUẬT NGHĨA VỤ PHÁP LÝ, QUYỀN SỞ HỮU,

THUYẾT PHỤC ĐẠO ĐỨC, HÀNG HÓA XANH Luật nghĩa vụ pháp lý, phân định quyền sở hữu, thuyết phục đạo đức, và hàng hóa xanh là những ví dụ về phương pháp phi tập trung để nội hóa ngoại tác. Phương pháp phi tập trung/phân quyền cho phép các cá nhân liên quan đến ô nhiễm môi trường tự giải quyết vấn đề mỗi khi có các nguyên tắc rõ ràng về thủ tục và quyền được thiết lập thông qua hệ thống pháp luật. Các chính sách quản lý môi trường như thuế, trợ cấp, giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng là ít phân quyền hơn bởi vì chúng đòi hỏi sự can thiệp của chính phủ nhiều hơn dưới hình thức đặt ra quy định các mức thuế, mức trợ cấp, hoặc số giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng. Tuy nhiên, chúng vẫn cho phép các cá nhân quyết định nên đối phó như thế nào với chính sách – ví dụ, cần phải giảm thải bao nhiêu. Tiêu chuẩn môi trường là một chính sách rất tập trung: chính phủ quy định tiêu chuẩn và các chủ thể gây ô nhiễm không có lựa chọn nào khác mà phải đáp ứng các tiêu chuẩn hoặc phải chịu phạt nếu vi phạm. Chúng ta sẽ bắt đầu với phương pháp phi tập trung nhất trong miền chính sách từ phi tập trung đến tập trung, và sau đó xem xét các công cụ đòi hỏi sự can thiệp nhiều hơn của chính phủ trong các chương tiếp theo. Hãy xem xét một ví dụ đơn giản. Giả sử có nhiều nhà máy công nghiệp quanh hồ nước. Có một nhà máy chế biến thực phẩm, và nước hồ là một đầu vào quan trọng cho họat động của nhà máy. Một nhà máy công nghiệp khác xả chất thải vào hồ. Thiệt hại ô nhiễm mà nhà máy thứ nhất phải chịu có thể cân bằng như thế nào với chi phí xử lý của nhà máy thứ hai? Phương pháp phi tập trung để xác định mức ô nhiễm hiệu quả của nước hồ là cứ để hai nhà máy tự giải quyết với nhau. Hai nhà máy có thể thực hiện việc đó bằng cách đàm pháp không chính thức hoặc thông qua tòa án. Phương pháp tập trung hơn đòi hỏi sự can thiệp của chính phủ - từ việc đánh thuế chất thải đến việc quy định tiêu chuẩn chất lượng nước. Cách tiếp cận phi tập trung có một số ưu điểm so với các cách tiếp cận chính sách khác: Các bên liên quan là những người tạo ra và chịu ngoại tác môi trường. Vì vậy họ có

động cơ tìm kiếm giải pháp đối với vấn đề môi trường. Những người liên quan có thể là những người có hiểu biết tốt nhất về thiệt hại và chi

phí xử lý và vì vậy có khả năng tốt nhất đề xác định mức ô nhiễm hiệu quả. Để phương pháp phi tập trung có thể xảy ra, quyền sở hữu phải được định rõ và phân bổ trước đó. Trong trường hợp môi trường, xã hội thông qua chính phủ và hệ thống pháp lý cần quyết định ai là người có quyền đối với chất lượng môi trường. Như đã biết, việc xác định quyền sở hữu là rất khó khăn. Một vấn đề căn bản là có phải người dân có quyền đối với một mức chất lượng môi trường nào đó hay những người gây ô nhiễm được tự do xả chất thải. Chúng ta sẽ thảo luận về quyền môi trường như là quyền sở hữu của người gây ô nhiễm hay của người bị ảnh hưởng ô nhiễm. Một khi xác định được điều này, quyết định tiếp theo là những quyền đó sẽ được bảo vệ như thế nào, thông qua luật nghĩa vụ pháp lý hay quyền sở hữu. Chúng ta sẽ bắt đầu với luật nghĩa vụ pháp lý vì nó quen thuộc với hầu hết mọi người.


LUẬT NGHĨA VỤ PHÁP LÝ Phần lớn mọi người có ý niệm trực giác về nghĩa vụ pháp lý/trách nhiệm và bồi thường. Có trách nhiệm về hành vi là phải chịu trách nhiệm về bất kỳ hậu quả không hay nào do hành vi đó gây nên. Bồi thường đòi hỏi người gây thiệt hại phải đền bù cho người bị thiệt hại một lượng tương ứng với tổn thất. Những vấn đề về nghĩa vụ pháp lý và bồi thường thường được tòa án giải quyết. Bên bị thiệt hại khởi tố bên bị coi là phải chịu trách nhiệm, và thẩm phán, ban hội thẩm quyết định theo những điều khoản do luật pháp quy định. Tòa án sẽ quyết định giá trị thiệt hại. Như chúng ta sẽ thấy dưới đây, điều này hoàn toàn trái ngược với phương pháp quyền sở hữu, ở đó giá trị thiệt hại do các bên liên quan xác định. Vì vậy một giải pháp cho vấn đề môi trường là dựa vào luật nghĩa vụ pháp lý. Nó đơn giản buộc người gây ô nhiễm chịu trách nhiệm về thiệt hại mà họ gây nên. Mục đích của luật không chỉ đơn thuần đảm bảo bồi thường cho những người bị thiệt hại, mặc dù điều này là rất quan trọng. Mục tiêu đích thực là làm cho cho những người có thể gây ô nhiễm có quyết định cẩn thận hơn. Biết rằng họ phải chịu trách nhiệm về thiệt hại môi trường thực chất là nội hóa những gì có thể là tác động ngoại tác bị bỏ qua. Ví dụ dưới đây minh họa những nguyên lý liên quan. Ví dụ: Chất thải hóa học gây thiệt hại cho ngành thủy sản Một nhà máy hóa chất thải chất thải vào một dòng sông. Chất thải giết chết nhiều cá hồi, là loại cá có thể bơi ngượi dòng sông để sinh sản. Không nghi ngờ gì những hóa chất đó còn gây nên những thiệt hại môi trường khác, nhưng chúng ta chỉ tập trung vào thiệt hại cho ngành thủy sản. Hình 10–1 thể hiện mô hình MAC–MD được phát triển ở Chương 5. Ký hiệu E là số tấn chất thải hóa học thải vào sông hàng tháng. Thiệt hại biên của ngành thủy sản (đo bằng trữ lượng cá hồi bị mất) được biểu diễn bằng hàm MD. Phương trình thiệt hại biên MD = 6E. Nhà máy hóa chất có thể giảm lượng chất thải bằng cách xử lý chất thải. Hàm chi phí xử lý chất thải biên (MAC) của nhà máy là MAC = 800 – 10E. Nếu giảm hết lượng chất thải, chi phí xử lý biên là 800$. Nếu hoàn toàn không kiểm soát chất thải thì MAC = 0 và lượng thải là 80 tấn mỗi tháng. Luật nghĩa vụ pháp lý sẽ ảnh hưởng như thế nào đến mức ô nhiễm? Trước hết giả sử không có luật nghĩa vụ pháp lý để buộc người gây ô nhiễm phải chịu trách nhiệm về thiệt hại mà họ gây nên. Trong trường hợp này nhà máy hóa chất sẽ không xử lý chất thải, nên lượng ô nhiễm là ở điểm MAC = 0. Nhà máy hóa chất thải 80 tấn mỗi tháng. Gọi lượng ô nhiễm đó là E0. Tại E0 ngành đánh bắt cá hồi phải chịu tổng thiệt hại (TD) bằng toàn bộ diện tích phía dưới đường MAC từ 0 đến 80 tấn. Tổng thiệt hại là TD = 19.200$ mỗi tháng. Chính phủ yêu cầu ban hành luật nghĩa vụ pháp lý buộc người gây ô nhiễm phải bồi thường cho người bị thiệt hại một lượng bằng thiệt hại mà họ gây nên. Mục đích của luật là nội hóa thiệt hại môi trường, là ngoại vi trước khi ban hành luật. Những thiệt hại đó bây giờ trở thành chi phí mà người gây ô nhiễm phải trả, và vì vậy họ phải cân nhắc khi quyết định mức thải. Nếu không giảm thải, nhà máy hóa chất phải bồi thường cho ngành thủy sản toàn bộ thiệt hại 19.200$ mỗi tháng. Sơ đồ 10–1 minh họa đồ thị đường MD và MAC.


Sơ đồ 10-1: Trách nhiệm về thiệt hại môi trường có thể dẫn đến hiệu quả xã hội như thế nào

Khi không có luật nghĩa vụ pháp lý nhà máy hoá chất sẽ không xử lý chất thải và sẽ thải 80 tấn hoá chất mỗi tháng. Với mức thải đó, thiệt hại của ngành thủy sản là 19.200$ mỗi tháng. Ban hành luật nghĩa vụ pháp lý sẽ khuyến khích nhà máy hoá chất giảm thải. Họ sẽ tối thiểu hóa tiền bồi thường phải trả cộng tổng chi phi phí xử lý nếu họ thải với mức thải hiệu quả xã hội 50 tấn mỗi tháng. Liệu nhà máy hoá chất có thay đổi lượng thải để đối phó lại luật nghĩa vụ pháp lý không? Người gây ô nhiễm có thể giảm lượng tiền bồi thường bằng cách giảm thải. Khi đó nhà máy phải chịu chi phí xử lý chất thải được thể hiện bằng đường MAC. Chừng nào MAC còn nhỏ hơn MD, nhà máy hoá chất vẫn còn khuyến khích dịch chuyển sang trái, có nghĩa, giảm mức thải của nhà máy. Trên lý thuyết, hệ thống luật nghĩa vụ pháp lý sẽ tự động hướng người gây ô nhiễm đến mức thải hiệu quả xã hội, E* = 50 tấn mỗi tháng. Chúng ta nói “tự động” bởi vì không cần có cơ quan kiểm soát ô nhiễm yêu cầu giảm mức thải. Cái cần thiết có là hệ thống toà án phân quyền và luật nghĩa vụ pháp lý cho phép người bị thiệt hại ô nhiễm đòi bồi thường cho thiệt hại.

Chúng ta có thể chứng minh rằng giảm thải đến E* là chiến lược tốt hơn cho nhà máy hoá chất hơn là không giảm thải và duy trì mức thải E0.

Chứng minh người gây ô nhiễm sẽ chuyển từ E0 đến E* khi họ phải chịu trách nhiệm về thiệt hại do ô nhiễm.

Các bước: 1. Tính tổng chi phí giảm thải của nhà máy hóa chất (TAC) tại E* = 50 tấn mỗi tháng. TAC bằng

diện tích phía dưới đường MAC từ E0 đến E*, và bằng [½ (80 – 50) 300] = 4.500 $. 2. Tính tổng thiệt hại của ngành thủy sản tại E* (bởi vì lượng thải lớn hơn không). Tổng thiệt hại

tại E* bằng diện tích phía dưới đường MD từ 0 đến 50 tấn, và bằng [½ (50 300) ] = 7.500 $. 3. Tính tổng số tiền phải chi của nhà máy hóa chất. Tổng số tiền phải chi = TAC + tiền bồi

thường cho ngành thủy sản = 4.500$ + 7.500$ = 12.000 $ mỗi tháng. 4. So sánh tổng số tiền phải chi tại E0 và E*. Tại E0 nhà máy sẽ phải trả tiền bồi thường 19.200$

mỗi tháng cho ngành thủy sản. Điều này chứng tỏ tại E* nhà máy sẽ tốt hơn tại E0.

Câu hỏi thảo luận: Chúng ta đã chứng minh là E* thì tốt hơn E0, liệu còn có mức thải nào khác tốt hơn cho nhà máy so với E* không? Đây là vấn đề được đề cập ở cuối chương. Trên lý thuyết, luật nghĩa vụ pháp lý tồn tại là để giải quyết vấn đề khuyến khích – làm cho người ta quan tâm đến thiệt hại môi trường mà họ có thể gây nên – cũng như vấn đề bồi

0 50 70 80

MD MAC

Chất thải (tấn mỗi tháng)

$

800

480 420

300

100


thường những ai bị thiệt hại. Nó cũng giải quyết vấn đề xác định điểm E* ở đâu trên trục lượng phát thải. Kết quả của sự tác động qua lại giữa người gây ô nhiễm và người bị thiệt hại tại tòa án sẽ chỉ ra điểm E* này. Giả định tòa án công bằng, cả hai phía sẽ đưa ra những chứng cứ và yêu sách có thể tiến đến mức thải hiệu quả. Tóm lại

luật nghĩa vụ pháp lý có thể dẫn tới mức ô nhiễm hiệu quả xã hội bởi vì chúng khuyến khích người gây ô nhiễm giảm thải để tối thiểu hóa tổng chi phí của họ - gồm tổng chi phí xử lý và tiền bồi thường cho người bị thiệt hại.

Luật nghĩa vụ pháp lý trong thực tế Yêu cầu người gây ô nhiễm phải chịu trách nhiệm về thiệt hại là một phần của bộ luật cơ bản của mỗi quốc gia, hoặc có thể được nêu trong sắc lệnh của luật. Việc dựa vào trách nhiệm để giải quyết tất cả các vấn đề ô nhiễm môi trường có một số trở ngại. Yếu tố khó khăn trong hệ thống trách nhiệm là xác định trách nhiệm minh chứng thuộc về ai và những tiêu chuẩn nào cần phải đáp ứng để thiết lập chứng cứ. Ở Canada, những người cho rằng họ bị thiệt hại do ô nhiễm phải đệ trình tòa trong một khoảng thời gian xác định, và trước tòa án phải thiết lập quan hệ nhân quả giữa ô nhiễm và thiệt hại. Việc này gồm hai bước chính: Trách nhiệm minh chứng yêu cầu bên bị hại phải trình bày rõ:

1. rằng chất gây ô nhiễm là nguyên nhân trực tiếp gây thiệt hại cho họ 2. rằng chất gây ô nhiễm là do phía bị cáo có mặt tại tòa gây ra

Cả hai bước đều khó khăn bởi vì các tiêu chuẩn minh chứng theo yêu cầu của tòa án là nhiều hơn so với những gì khoa học hiện đại có thể cung cấp. Xem xét bước thứ nhất. Ví dụ, phần lớn hóa chất liên quan đến bệnh tật tăng lên chỉ dựa trên cơ sở xác suất, nghĩa là tiếp xúc với chất đó làm tăng xác suất bị bệnh, nhưng không chắc chắn. Chẳng hạn mặc dầu chúng ta biết hút thuốc gây ung thư phổi, quan hệ nhân quả này vẫn là quan hệ xác suất: số người bị ung thư phổi sẽ tăng lên do hút thuốc, nhưng chúng ta không thể nói chính xác người nào. Bước thứ hai nhằm chứng minh chất mà người bị ảnh hưởng tiếp xúc xuất phát từ một nguồn cụ thể. Trong một số trường hợp điều này không khó. Nhưng trong nhiều trường hợp ta không thể biết được mối liên hệ trực tiếp. Điều này làm nảy sinh thêm một vấn đề trong việc sử dụng hệ thống pháp luật để giải quyết ô nhiễm môi trường. Nếu người ta cảm thấy bị thiệt hại, liệu tòa án có thừa nhận sự thỉnh cầu của họ không? Điều này được gọi là học thuyết quyền được kiện. Xem xét một số ví dụ sau. Người dân bang Victoria làm ô nhiễm nước ở cảng nhưng liệu người dân ở Edmonton có quyền tuyên bố họ bị thiệt hại? Nếu ngư dân ở Newfoundland va Labrador khai thác hết cá tuyết để nuôi sống gia đình họ, liệu cư dân sống ở Winnipeg có quyền tuyên bố họ bị thiệt hại? Trong những trường hợp này, khó có thể nói tòa án sẽ thừa nhận quyền được kiện bởi vì rất khó để kết luận những người sống ở xa bị thiệt hại. Tuy nhiên rõ ràng cư dân ở bang Victoria, những người đang điều hành hoạt động du lịch bị ảnh hưởng bởi nước thải ở cảng Victoria sẽ được tòa án trao cho quyền được kiện. Các ví dụ này cho thấy một điểm rất quan trọng. Một cá nhân có thể thấy phúc lợi bị giảm nếu trữ lượng cá bị cạn kiệt hay biển bị ô nhiễm. Anh ta có thể sẵn lòng trả một số tiền nào đó để giảm ô nhiễm. Nhưng anh ta vẫn không có quyền được kiện tại tòa.


Học thuyết quyền được kiện không tương thích với việc các nhà kinh tế sử dụng giá sẵn lòng trả để đo lường giá trị. Giá trị được xác định thông qua các phiên tòa có thể không phản ánh đầy đủ giá trị mà người ta sẵn lòng trả vì chất lượng môi trường.

Chi phí giao dịch Tất cả các phương pháp phân quyền trong kiểm soát ô nhiễm đều gặp phải một trở ngại khác có thể làm việc đạt được cân bằng hiệu quả xã hội khó khăn, đó là chi phí giao dịch. Theo nghĩa rộng, chi phí giao dịch là chi phí để đạt đến và thi hành các thỏa thuận. Khái niệm này được giới thiệu lần đầu trong kinh tế học, áp dụng với chi phí mà người mua và người bán phải chịu đề thực hiện thành công một giao dịch – bao gồm chi phí tìm kiếm thông tin, chi phí mặc cả về các điều khoản, và chi phí để đảm bảo chắc chắn rằng thỏa thuận sẽ được thực hiện. Chí phí giao dịch có thể áp dụng đối với hệ thống luật nghĩa vụ pháp lý, khi nguyên đơn và bị cáo đối chất trước tòa để làm rõ trách nhiệm và lượng tiền cần phải bồi thường. Trong trường hợp này chi phí giao dịch là tất cả chi phí gắn liền với việc thu thập chứng cứ, khởi tố, thách thức đối phương, trừng phạt, v.v.

Nếu chúng ta giải quyết một sự vụ đơn giản, mỗi bên chi có một đương sự và trường hợp thiệt hại là khá rõ ràng, hệ thống luật nghĩa vụ pháp lý có thể thực hiện chức năng với chi phí giao dịch tối thiểu và đưa ra kết quả cho phép tiếp cận được mức thải hiệu quả. Về trường hợp hai nhà máy nhỏ ở bên một hồ nước nhỏ, hai nhà máy có thể hầu tòa và tranh luận về giá trị của hồ nước đối với mỗi bên. Vì những giá trị này là có thể so sánh được với nhau, sẽ không khó khăn gì cho thẩm phán xác định mức độ thiệt hại mà nhà máy này gây nên cho nhà máy kia. Nhưng vấn đề trở nên hoàn toàn khác khi có nhiều người liên quan đến một hoặc cả hai bên. Ví dụ sự cố tràn dầu Exxon Valdez, hàng chục ngàn người cho rằng họ bị thiệt hại trực tiếp, hàng trăm luật sư đại diện cho nhiều phía khác nhau, vô số các nhóm môi trường, các tổ chức chính phủ, các nhóm kinh doanh cũng tham gia. Cuối cùng sau một loạt các cuộc đối chất dai dẳng, một số tiền bồi thường được trả. Nhưng chi phí giao dịch thì rất lớn, và cuối cùng bồi thường có lẽ không phản ánh đúng thiệt hại thực tế. Không nghi ngờ gì một số đương sự chủ yếu đã cố gắng giải quyết vấn đề với một thỏa thuận bồi thường cả gói trước đó, mặc dầu vẫn còn các vụ kiện tiếp tục. Tóm lại, luật nghĩa vụ pháp lý và động cơ mà chúng tạo nên có thể giúp đạt được mức ô nhiễm hiệu quả khi có ít người can dự quan hệ nhân quả rõ ràng, và dễ đo lường thiệt hại

Những điều kiện đó có thể đảm bảo ở một số trường hợp ô nhiễm địa phương, không đảm bảo với phần lớn các trường hợp ngoại tác môi trường. Vì vậy luật nghĩa vụ pháp lý hạn chế khi có nhiều khó khăn trong chứng minh vấn đề khó đạt được thừa nhận quyền được kiện giá trị theo luật không phản ánh giá sẵn lòng chi trả, và chi phí giao dịch ngăn cản đàm phán và tố tụng.


QUYỀN SỞ HỮU Ví dụ về dòng sông mà nhà máy hóa chất sử dụng để xả chất thải còn ngành đánh bắt cá hồi thì sử dụng cho cá sinh sản dẫn đến một vấn đề cơ bản hơn: Ai trong hai người thực sự gây thiệt hại, và ai là người bị thiệt hại? Điều này dường như trái ngược nhau, bởi vì có thể cho rằng nhà máy hóa chất gây thiệt hại. Nhưng liệu sự hiện diện của ngành thủy sản có gây nên thiệt hại cho nhà máy hóa chất hay không bởi vì sự hiện diện của ngành thủy sản đòi hỏi nhà máy hóa chất phải nỗ lực kiểm soát chất thải?53 Vấn đề nảy sinh đơn giản chỉ vì không rõ ai có quyền sử dụng dịch vụ của hồ nước lúc đầu, có nghĩa ai thực sự có quyền sở hữu hồ nước - quyền sở hữn tài sản chứa đựng quyền lực. Quyền lực này có thể bao gồm quyền loại trừ sử dụng, quyền chuyển nhượng, hoặc phân chia thành các phần nhỏ hơn. Quyền sở hữu mạnh mẽ nhất là quyền sở hữu tư nhân, nó cho phép người sở hữu tài sản có độc quyền làm những gì mà người đó muốn đối với tài sản đó (với điều kiện tuân theo pháp luật, như không gây phiền toái công cộng). Tài sản có thể là một mảnh đất, một phần của khúc sông, một vật nào đó, sáng chế v.v. Khi một người nào đó sở hữu tài sản thì người đó muốn tài sản được quản lý theo cách mang lại giá trị lớn nhất. Vì vậy để giải quyết vấn đề ô nhiễm hồ nước cần phải xác định rõ ai có quyền sở hữu hồ nước. Liệu việc phân định quyền sở hữu có đủ để giải quyết vấn đề và đạt được cân bằng hiệu quả xã hội là chủ đề thảo luận của phần này. Tất nhiên, quyền sở hữu cá nhân là sự sắp xếp thể chế chủ yếu ở phần đa các nền kinh tế phát triển ở châu Âu. Vì vậy chúng ta quen thuộc với hoạt động của hệ thống thể chế đó. Các nước đang phát triển đang vận động theo xu hướng đó, ngay các nước xã hội chủ nghĩa trước đây cũng vậy. Quyền sở hữu cá nhân về đất cũng là quen thuộc. Nếu ai có một thửa đất, người đó có động cơ làm cho thửa đất được sử dụng theo cách cho phép đạt giá trị tối đa. Nếu một người nào đó đe dọa đổ rác vào thửa đất, chủ đất có thể yêu cầu luật pháp ngăn chặn, nếu họ muốn như vậy. Theo cách phán đoán này thì vấn đề sử dụng tài sản môi trường không đúng là do quyền sở hữu các tài sản này không được phân định không hoàn hảo. Hãy xem xét một lần nữa về trường hợp nhà máy hóa chất và ngành thủy sản, cả hai cùng sử dụng một dòng sông. Quyền sở hữu dòng sông có thể thuộc về nhà máy hóa chất hoặc ngành thủy sản. Điều này ảnh hưởng như thế nào đến mức ô nhiễm hồ nước? Liệu không thể có trường hợp không ô nhiễm khi nhà máy sở hữu hồ nước hoặc ô nhiễm không được kiểm soát nếu hồ nước thuộc sở hữu của nhà máy kia? Sẽ không diễn ra những tình huống như vậy nếu người có quyền sở hữu và người không có quyền sở hữu đàm phán. Tất nhiên đây là điều cốt yếu của hệ thống quyền sở hữu. Chủ tài sản quyết định tài sản nên sử dụng như thế nào và chấm dứt việc sử dụng không được cho phép, nhưng cũng có thể đàm phán với những người khác muốn tiếp cận tài sản. Bây giờ chúng ta thảo luận làm thế nào việc phân quyền sở hữu có thể dẫn đến cân bằng hiệu quả xã hội. Phân định quyền sở hữu và hiệu quả xã hội Câu hỏi để suy ngẫm: Việc ai có quyền sở hữu môi trường, miễn là có người có quyền sở hữu, có quan trọng gì không? Việc phân quyền sở hữu cho một bên bất kỳ sẽ dẫn đến cân bằng tối ưu xã hội hay không? Có thể giải đáp những câu hỏi này bằng cách sử dụng biểu đồ với đường MAC và MD từ phần thảo luận về luật nghĩa vụ pháp lý. Hình 10-2 vẽ lại những đường này.

53 Để dễ dàng tranh luận, chúng ta giả định không có những chủ thể khác sử dụng hồ nước, như hộ gia đình, người du lịch giải trí, và các nhà máy khác.


Trường hợp 1: Nhà máy hóa chất (chủ thể gây ô nhiễm) có quyền sử dụng dòng sông

Có quyền sở hữu có nghĩa nhà máy có quyền sử dụng dòng sông nếu muốn. Nhà máy không phải bồi thường cho ngành thủy sản vì thiệt hại ô nhiễm. Từ ví dụ trước chúng ta biết rằng nhà máy hóa chất sẽ tránh chi phí xử lý và vì vậy sẽ thải 80 tấn chất thải hóa học mỗi tháng. Hãy nhớ lại rằng với mức thải này, ngành thủy sản sẽ bị tổng thiệt hại là 19.200 $ mỗi tháng. Có phải đây là điểm mà vấn đề chưa được giải quyết không?

Hình 10–2: Phân định quyền sở hữu dẫn đến hiệu quả xã hội bất kể ai có quyền sở hữu.

Nếu nhà máy hoá chất có quyền sử dụng dòng sông, thì nhà máy sẽ không xử lý bất kỳ một lượng chất thải nào. Tám mươi tấn mỗi tháng là điểm bắt đầu. Ngành thuỷ sản sẽ mặc cả với nhà máy hoá chất và trả tiền cho nhà máy nếu nhà máy giảm chất thải. Hai mức “hối lộ” là 100$ và 300$ cho mỗi tấn chất thải được giảm. Cả hai bên đều có lợi nếu chất thải được xử lý.Cân bằng hiệu quả xã hội ở mức 50 tấn mỗi tháng có thể đạt được sau khi thoả thuận. Nếu ngành thuỷ sản có quyền tài sản, điểm bắt đầu là chất thải bằng không và cân bằng tối ưu xã hội cũng có thể đạt được từ cách thức phân địng quyền tài sản này. Ngành thủy sản có thể trả tiền để nhà máy hóa chất giảm thải. Tại sao lại làm như vậy? Giả sử ngành thủy sản nói rằng: “Chúng tôi sẽ trả anh 100$ cho mỗi tấn chất thải được xử lý – có nghĩa không thải vào hồ.” Điều gì sẽ xảy ra? Nhà máy hóa chất sẽ cân bằng tiền trả 100$ mỗi tấn với đường MAC để xem liệu đâu là điểm hòa vốn khi xử lý ô nhiễm và do đó phải chịu chi phí xử lý ô nhiễm và nhận tiền đền bù từ ngành thủy sản. Từ hình 10-2, từ phải sang trái, chúng ta thấy rằng nhà máy hóa chất có thể giảm mức thải xuống 70 tấn mỗi tháng. Chúng ta tìm được điểm này bằng đồ thị, điểm cắt nhau giữa đường 100$ và đường MAC, hoặc bằng đại số bằng cách đặt MAC =100$ và giải phương trình để tìm E: MAC = 800 – 10E. Nhà máy hóa chất được lợi hơn tại điểm cân bằng. Tại 70 tấn mỗi tháng, nhà máy trả 500$ mỗi tháng cho chi phí xử lý, nhưng lại nhận được tiền do ngành thủy sản trả là 1.000$ mỗi tháng (mức trả 100$ mỗi tấn nhân với 10 tấn chất thải được xử lý mỗi tháng). Lợi ích ròng của nhà máy là 500$ mỗi tháng. Ngành thủy sản cũng có lợi hơn ở mức 70 tấn so với mức 80 tấn mỗi tháng. Ngành thủy sản trả 14.700$ mỗi tháng (tại 70 tấn). Tổng thiệt hại giảm đi 4.500$. Trừ đi 1.000$ trả cho nhà máy hóa chất, lợi ích ròng mà ngành thủy sản có được là 3.500$. Vì vậy cả hai bên đều có lợi. Tổng lợi ích là 4.000$ (bằng 3.500$ cộng 500$). Quá trình mặc cả có dừng lại ở đây không? Cả hai có thể tiếp tục mặc cả cho mỗi đơn vị biên chừng nào thiệt hại biên còn vượt quá chi phí xử lý biên. Bắt đầu ở điểm 80 tấn mỗi

0 50 70 80

MD MAC

Chất thải (tấn mỗi tháng)

$

800

480 420

300

100


tháng, MD cao hơn MAC cho tới khi đạt được mức ô nhiễm 50 tấn mỗi tháng. Đó là điểm hiệu quả xã hội. Tại mức 50 tấn mỗi tháng, nhà máy hóa chất nhận được 9.000$ mỗi tháng từ ngành thủy sản và phải chịu chi phí xử lý 4.500$, vì vậy lợi ích ròng của nhà máy là 4.500$ so với mức thải 80 tấn mỗi tháng. Tổng thiệt hại của ngành thủy sản giảm từ 19.200$ xuống còn 7.500$, như vậy lợi ích ròng là 2.700$. Tổng lợi ích tăng thêm là 7.200$ (bằng 4.500$ cộng 2.700$). Tổng lợi ích ròng ở mức thải mới lớn hơn nhiều so với ở mức thải 70 hoặc 80 tấn mỗi tháng. Khi đạt được mức cân bằng tối ưu xã hội cả hai bên đều có lợi hơn so với điểm bắt đầu với mức thải 80 tấn mỗi tháng. Nhưng chú ý rằng, lợi ích ròng của ngành thủy sản là lớn hơn ở mức 70 tấn so với mức 50 tấn, mặc dầu tổng thiệt hại ở mức 70 tấn là cao hơn nhiều. Sở dĩ như vậy là vì thiệt hại biên tăng dần. Giảm một ít ô nhiễm (10 tấn) tạo nên một lượng giảm lớn trong thiệt hại trong khi đó ngành thủy sản phải trả không nhiều cho nhà máy hoá chất. Dịch chuyển đến 50 tấn làm giảm tổng thiệt hại nhưng cũng làm tăng tiền phải trả cho nhà máy hoá chất. Tất nhiên ngành thủy sản sẽ có lợi hơn ở mức 50 tấn nếu có thể giảm bớt tiền phải trả cho nhà máy hoá chất. Nếu nhà máy hoá chất hoàn trả ít nhất 800$ (phần chênh lệch của lợi ích ròng của ngành thủy sản ở 70 tấn và 50 tấn), ngành thủy sản sẽ sẵn lòng dịch chuyển đến cân bằng tối ưu xã hội. Trường hợp 2: Ngành thủy sản (chủ thể bị ảnh hưởng) có quyền sử dụng dòng sông

Với cách lập luận và lý giải tương tự như trường hợp 1, quá trình mặc cả giữa nhà máy hoá chất và ngành thủy sản sẽ dẫn đến cân bằng tối ưu xã hội ở mức thải 50 tấn mỗi tháng. Điểm khác ở đây là quá trình thoả thuận sẽ bắt đầu từ mức thải bằng không. Ví dụ trên đây cho thấy rằng

cân bằng hiệu quả xã hội có thể đạt được không phụ thuộc vào việc phân định quyền sở hữu.

Điều cốt yếu là quyền sở hữu phải được xác định rõ ràng và được pháp luật bảo vệ và mặc cả có thể xẩy ra. Thực chất, đây là định lý nổi tiếng gọi là định lý Coase, đặt theo tên của nhà kinh tế học đã phát minh ra nó. Định lý Coase cho thấy tối ưu xã hội có thể đạt được, nhưng nó không hàm ý rằng lợi ích cho mỗi bên là như nhau khi phân định quyền sở hữu khác nhau. Điều này có thể dễ dàng nhận thấy ở Hình 10–3, tương tự như Hình 10–2, ngoại trừ các phần diện tích được xác định lại với các ký hiệu bằng chữ. Mức ô nhiễm hiệu quả xã hội là 50 tấn chất thải bất chấp chúng ta bắt đầu ở mức 0 tấn hay 80 tấn, nhưng lợi ích ròng cho mỗi bên liên quan là khác nhau. Bảng 10-1 tóm tắt lợi ích có được và tiền phải trả của mỗi bên theo những cách phân định quyền sở hữu khác nhau.


Hình 10-3: Lợi ích xã hội ròng đạt được là kết quả của quyền sở hữu

Khi có quyền sở hữu đối với dòng sông, ngành thủy sản nhận được tiền do nhà máy trả bằng diện tích (b+c). Tổng thiệt hại của ngành là c, như vậy lợi ích ròng là diện tích b. Nhà máy hóa chất trả tiền cho ngành thủy sản (b+c), và phải chịu chi phí xử lý là d. Tổng lợi ích ròng của cả hai bên là (a+b). Khi nhà máy hóa chất có quyền sở hữu đối với dòng sông, tổng lợi ích ròng là (e+f). Biểu đồ và các con số trên cho ta thấy (a+b) lớn hơn (e+f). Có phải điều đó luôn luôn đúng hay không? Điều đó phụ thuộc vào cái gì? Câu trả lời là không, nó phụ thuộc vào dạng của hàm MAC và MD. Xã hội có thể có lợi hơn với một cách phân định tài nguyên nào đó so với cách phân định tài nguyên khác, mặc dù phân định tài nguyên nào cũng đạt hiệu quả xã hội. Tóm lại

Lợi ích xã hội ròng đạt được phụ thuộc vào ai có quyền sở hữu môi trường.

Bảng 10–1: Mặc cả trong những bối cảnh phân định quyền sở hữu khác nhau

Quyền sở hữu thuộc về ngành thủy sản: So sánh cân bằng tại E* với tại 0

Thủy sản Nhà máy hóa chất Tổng thiệt hại tại 0 0 – Tổng thiệt hại tại E* c – TAC tại 0 – a+b+c+d TAC tại E* – d Tổng tiền trả cho ngành thủy sản +(b+c) – (b+c) Lợi ích ròng [(b+c) – c] = b (a+b+c) – (b+c) = a Quyền sở hữu thuộc về nhà máy hóa chất: So sánh cân bằng tại E* với 0

Thủy sản Nhà máy hóa chất Tổng thiệt hại tại 0 c+d+e+f – Tổng thiệt hại tại E* c – TAC tại 0 – 0 TAC tại E* – d Tổng tiền trả cho nhà máy hóa chất – (d+e) +(d+e) Lợi ích ròng [(e+d+f) – (d+f) ]=f [(d+e) – d] = e

MD

Chất thải hóa học (tấn mỗi tháng) 0 50 80

E* E0

MAC

$

800

300

a

b c d

e

f

Tổng lợi ích ròng đạt được của nhà máy hóa chất và ngành thủy sản được xác định theo từng cách thức phân định tài sản. Nếu ngành thủy sản có quyền sở hữu tài sản, tổng lợi ích ròng là (a+b), trong đó của ngành thủy sản là b và của nhà máy hóa chất là a. Nếu nhà máy hóa chất có quyền sở hữu tài sản, tổng lợi ích ròng tăng thêm là (e+f), trong đó của nhà máy hóa chất là e và của ngành thủy sản là f. Diện tích (a+b) lớn hơn diện tích (e+f). Điều đó chứng tỏ tổng lợi ích ròng đạt được không cần thiết phải giống nhau bất chấp ai có quyền sở hữu tài sản.


Ứng dụng quyền sở hữu đối với vấn đề môi trường Hàm ý rộng hơn của ví dụ nêu trên là bằng cách định rõ quyền sở hữu tư nhân (không nhất thiết là quyền sở hữu cá nhân, bởi vì các nhóm người tư nhân có thể có những quyền sở hữu này), chúng ta có thể thiết lập điều kiện mà việc mặc cả sẽ tạo ra mức chất lượng môi trường hiệu quả. Điều này khá hấp dẫn. Mặt mạnh của nó là những người tham gia mặc cả có thể biết nhiều hơn về giá trị tương đối liên quan – như chi phí xử lý và thiệt hại – hơn những người khác, vì vậy hy vọng điểm hiệu quả thực tế có thể đạt được. Và, vì nó là một hệ thống phân quyền, chính quyền trung ương sẽ không ra các quyết định mà nhiều khi các quyết định này chỉ dựa vào các mối quan tâm chính trị thay vì các giá trị kinh tế thực tế liên quan. Ý tưởng như vậy đã khiến một số người đề xuất tập trung tài nguyên môi trường vào sở hữu tư nhân như là một phương tiện để đạt được việc sử dụng có hiệu quả tài nguyên. Trong thực tế phương pháp quyền sở hữu này hoạt động như thế nào? Như chúng ta thấy với luật nghĩa vụ pháp lý, nhiều khi trên lý thuyết thì rất tốt nhưng lại không phát huy tác dụng torng thực tế phức tạp. Để phương pháp quyền sở hữu phát huy tác dụng – có nghĩa là giúp chúng ta tiếp cận mức ô nhiễm môi trường hiệu quả xã hội – nhất thiết cần thỏa mãb ba điều kiện. Những điều kiện này được mô tả chi tiết dưới đây:

Quyền sở hữu – điều kiện cho hiệu quả xã hội: (1) Quyền sở hữu phải được định rõ, có hiệu lực, và có thể chuyển nhượng. (2) Có hệ thống cạnh tranh tương đối hiệu quả để các bên liên quan gặp gỡ và

đàm phán về quyền sở hữu môi trường nên được sử dụng như thế nào. (3) Phải có tập hợp thị trường hoàn chỉnh để chủ sở hữu tư nhân nắm bắt được

toàn bộ giá trị xã hội gắn liền với việc sử dụng giá trị tài sản môi trường. Quyền sở hữu phải xác định được một cách rõ ràng, được bên liên quan hiểu rõ, và có hiệu lực. Nếu nhà máy A không thể ngăn chặn nhà máy B làm bất cứ những gì B muốn, phương pháp quyền sở hữu sẽ không phát huy hiệu lực. Nói cách khác, chủ sở hữu phải có khả năng pháp lý và vật chất để ngăn các chủ thể khác xâm phạm tài sản của họ. Chủ sở hữu phải có khả năng bán tài sản cho bất cứ ai muốn mua. Điều này là thực sự quan trọng đối với tài sản môi trường. Nếu chủ sở hữu không thể bán tài sản, điều này sẽ làm suy giảm động cơ bảo tồn sức sản xuất của tài sản trong dài hạn. Nếu không thể chuyển nhượng, chủ tài sản làm suy giảm sức sản xuất lâu dài của tài nguyên không thể bị xử phạt mặc dù giá trị thị trường của tài sản bị giảm. Nhiều nhà kinh tế tranh luận rằng đó là vấn đề trầm trọng ở các nước đang phát triển; bởi vì quyền sở hữu thường bị suy yếu (có nghĩa, chúng không có tất cả các đặc điểm cần thiết như đã nêu ở trên), người ta không có động cơ để duy trì sức sản xuất lâu dài của tài sản.


Những vấn đề với việc sử dụng quyền sở hữu như là một phương pháp để nội hóa ngoại tác 1. Chi phí giao dịch. Việc sử dụng dòng sông hiệu quả ở ví dụ trên đây phụ thuộc vào

việc đàm phán và thỏa thuận giữa các chủ thể liên quan. Chi phí giao dịch dưới hình thức chi phí đàm phán và chi phí thực hiện cùng với chi phí kiểm soát thỏa thuận có thể là vừa phải trong trường hợp này. Nhưng giả sử có hàng chục ngành sản xuất sử dụng dòng sông làm nơi chứa chất thải – và, thay vì chỉ có một ngành thủy sản, nhiều hộ gia đình và ngành sản xuất khác sử dụng dòng sông cho mục đích sinh hoạt và giải trí. Bây giờ đàm phán phải diễn ra giữa một bên với là hàng chục nhà máy gây ô nhiễm với bên kia là hàng ngàn người. Thật khó tưởng tượng mặc cả có thể xảy ra như thế nào. Chi phí giao dịch sẽ rất cao.

2. Tự do tiếp cận và “ăn theo”. Chất lượng nước sông là hàng hóa công đối với tất cả những người liên quan. Tại sao tôi lại phải trả tiền để cải thiện chất lượng nước trong khi hàng xóm lại hưởng lợi mà không phải trả gì cả? Vấn đề “ăn theo” thực sự làm mất cơ hội đạt được cân bằng hiệu quả xã hội, điểm mà chúng ta có thể đạt được thông qua phân định quyền sở hữu và thương lượng. Nếu hàng hóa môi trường càng mang tính chất công cộng nhiều thì phương pháp phân quyền càng có ít cơ may phát huy hiệu lực. Trường hợp đặc biệt nhất là khi chúng ta thưởng ngoạn tài nguyên môi trường tự do tiếp cận. Không thể xác định quyền sở hữu tư nhân cho tài nguyên tự do tiếp cận bởi vì chúng không có tính loại trừ. Bất cứ ai cũng có thể tiếp cận.

3. Chủ sở hữu tài sản không có khả năng nắm bắt được giá trị xã hội. Ngay cả trong những trường hợp xác định được quyền sở hữu tư nhân, tiến trình phải diễn ra như thế nào để chủ sở hữu có thể nắm bắt được giá trị xã hội đầy đủ của tài nguyên theo cách sử dụng tốt nhất. Giả sử một người sở hữu một hòn đảo trong Ba ngàn hòn đảo ở Hồ Huron. Có hai cách sử dụng: xây dựng khách sạn hoặc để hòn đảo hoang vu. Nếu người đó xây dựng khách sạn, anh ta sẽ có dòng tiền trực tiếp bởi vì thị trường du lịch phát triển mạnh ở khu vực này của thế giới và anh ta có thể hy vọng khách tham quan tìm thấy khách sạn của mình và trả tiền cho dịch vụ. Nhưng không có thị trường tương đương cho dịch vụ thiên nhiên hoang dã. Giá trị của hòn đảo như là một khu hoang dã có thể lớn hơn nhiều so với giá trị của nó như là một nơi tham quan, đo lường bằng tổng giá sẵn lòng trả của tất cả mọi người trên thế giới. Nhưng không có cách nào để họ có thể thể hiện giá trị đó; không có thị trường đối với thiên nhiên hoang dã như thị trường du lịch mà họ có thể đặt giá cho khách du lịch đến tham quan. Anh ta có thể cho rằng một tổ chức bảo tồn thiên nhiên có thể mua toàn bộ hòn đảo nếu giá trị của nó như là khu bảo tồn lớn hơn giá trị của nó như là một nơi tham quan. Nhưng tổ chức bảo tồn thiên nhiên hoạt động dựa vào sự đóng góp tự nguyện, và thực chất những hòn đảo và những vùng đất khác là hàng hóa công cộng. Như chúng ta đã thảo luận trước đây, khi có liên quan đến hàng hóa công cộng, đóng góp tự nguyện để duy trì hàng hóa đó thường ít hơn nhiều so với giá trị thực của nó, vì vấn đề “ăn theo”. Kết quả cuối cùng là khi anh ta, người chủ tài sản hy vọng thu được toàn bộ giá trị tiền tệ của đảo như là một nơi tham quan, không thể thu được toàn bộ giá trị xã hội của nó nếu anh giữ nó như là khu bảo tồn. Ví dụ này là dạng địa phương của một vấn đề lớn hơn có ý nghĩa toàn cầu. Trong những năm gần đây người ta chú ý nhiều đến đa dạng sinh học và quỹ gen quý hiếm của hàng triệu loài động thực vật trên thế giới. Một phần lớn những loài này sống ở các nước đang phát triển. Nhưng ở những quốc gia này, áp lực phát triển dẫn đến việc khai


thác đất và phá hủy môi trường sống diễn ra ở tốc độ cao. Khi chủ đất ở các quốc gia này xem xét các chọn lựa, họ đánh giá giá trị của đất theo các cách sử dụng khác nhau. Không may, hiện tại không có cách nào nắm bắt được giá trị của đất như là môi trường sống cho các loài. Không tồn tại thị trường kinh tế để bán các dịch vụ này; nếu chúng thực sự tồn tại, chủ đất có thể thu được lợi ích cá nhân từ việc không phát triển đất hoặc sử dụng đất theo cách bảo tồn giống loài. Trong hoàn cảnh này cơ quan quản lý công có thể tạo ra cầu cho thị trường. Có thể thực hiện bằng cách trả tiền cho chủ đất một khoản bằng giá trị sinh thái của đất, nếu như những giá trị sinh thái này không bị các chủ đất làm suy giảm. Tất nhiên, sẽ gặp muôn vàn khó khăn trong việc đo lường giá trị sinh thái này với một mức độ chính xác nào đó, cũng như trong việc tìm nguồn tài trợ để trả cho những dịch vụ này. Nhưng nếu không có thị trường như vậy hoặc các thể chế tương tự thị trường, thể chế quyền sở hữu tư nhân không thể cho phép xã hội đạt được lượng bảo tồn và chất lượng môi trường hiệu quả.

THUYẾT PHỤC ĐẠO ĐỨC Thuyết phục đạo đức đề cập những chương trình thuyết phục khuyến khích ý thức của con người về giá trị tinh thần hoặc bổn phận công dân để người đó tự giác không làm những việc gây suy thoái môi trường. Trường hợp kinh điển là sự thành công của áp lực công cộng đối với việc thải rác. Bên cạnh những hình phạ, các chương trình chống thải rác không dựa vào đe dọa hình phạt mà dựa phần lớn vào việc kêu gọi ý thức của mọi người về đạo đức công dân. Trong những ngày đầu thực hiện phương pháp tái chế chất thải, cộng đồng thường dựa vào các nỗ lực tự nguyện nhằm kêu gọi thói quen tốt của công dân. Trong một số trường hợp, những nỗ lực đó thành công, trong nhiều trường hợp bị thất bại thảm hại. Ngày nay chúng ta chuyển theo hướng các chương trình tái chế bắt buộc, tuy nhiên chúng cũng phụ thuộc nhiều vào việc thuyết phục đạo đức để có được tỷ lệ tuân thủ cao. Kêu gọi hành vi tốt của công dân có thể là chính sách công có hiệu quả trong nhiều trường hợp. Điều này đặc biệt đúng trong trường hợp thải rác mà những người vi phạm thường phân tán trong dân cư làm cho việc giám sát và phát hiện vi phạm là không thực tế. Ưu điểm của thuyết phục đạo đức là nó có thể có ảnh hưởng lan tỏa. Trong khi thuế phát thải đối với một chất thải nào đó không có ảnh hưởng đến việc phát thải các chất khác, kêu gọi thói quen tốt công dân có thể có ảnh hưởng phụ đến các tình huống khác. Thói quen tốt của công dân từ cảm nhận tốt về việc không thải rác (khi mà việc không thải rác rất dễ đánh lừa người khác) có thể nhân rộng cho các trường hợp khác khi mà công dân đó có thể trốn chạy sau khi gây ra những hành vi xâm hại môi trường. Những người có ý thức cộng đồng về môi trường ít khi bỏ dầu nhờn ô tô đã sử dụng hoặc các hộp sơn còn dư vào rác thải gia đình, hoặc tắt thiết bị hạn chế ô nhiễm không khí của xe hơi để tiết kiệm nhiên liệu. Tuy nhiên việc sử dụng thuyết phục đạo đức như là phương pháp chính sách chủ yếu lại có vấn đề. Từ giác độ đạo đức, không phải tất cả mọi người đều có trách nhiệm như nhau. Một số người sẽ có phản ứng với những tranh luận về đạo đức, một số ngưòi khác lại không phản ứng gì. Vì vậy, gánh nặng chính sách sẽ đè lên những người nhạy cảm về đạo đực hơn, những người ít nhạy cảm về đạo đức sẽ “ăn theo” những người khác, hưởng lợi từ sự cẩn thận về đạo đức của người khác và chối bỏ sự chia sẻ trách nhiệm công bằng. Điều


này tệ hại ở chỗ nó có tác động lâu dài. Nếu những người nhạy cảm đạo đức phải đương đầu với những cảnh tượng “ăn theo” tràn lan về đạo đức, điều này có thể làm xói mòn mức độ chung về trách nhiệm và đạo đức công dân trong lâu dài. Vì vậy mặc dù có hiệu lực trong ngắn hạn, kêu gọi sự đáp ứng nhiệt tình về đạo đức của con người có thể có ảnh hưởng ngược lại trong dài hạn. Điều này tương tự như việc người dân sẽ không còn tin tưởng khi khi luật môi trường mới tiếp tục được ghi vào sách nhưng không được thực thi. Thói quen đạo đức tốt chính bản thân nó là một phần thưởng, nếu những người khác biết được điều đó thì tốt hơn. Khuyến khích tinh thần sẽ hiệu quả hơn trong việc giảm ô nhiễm khi sẵn có thông tin về mức ô nhiễm và sự thay đổi của nó. Vì vậy, như là phần bổ sung cho các chương trình vận động về môi trường, những nỗ lực đo lường và công bố mức thải cũng như những nỗ lực giảm thải là một phần bổ trợ quan trọng. Những yếu tố này là lý do của những nỗ lực gần đây của các nhóm môi trường ở Canada và Hoa kỳ để phát triển bộ luật đạo đức chống ô nhiễm mà các công ty có thể đăng ký tự nguyện. Canada cũng có kiểm kê quốc gia hàng năm về chất thải ô nhiễm (NPRI) cung cấp những thông tin chung về xả thải và sự phát tán chất thải của khoảng 240 hợp chất độc hại từ các nguồn thải cá nhân và công cộng. Việc sử dụng thuyết phục đạo đức như là một công cụ trong quản lý môi trường cũng dễ bị chỉ trích. Trong thời đại mà các đoàn thể xã hội càng nhiều và mức độ phá hoại môi trường cao, những nhà hoạch định chính sách cứng rắn bị lôi kéo bởi các chính sách môi trường mạnh mẽ. Đó có thể là một sai lầm. Rõ ràng là chúng ta không thể phụ thuộc nặng nề vào công cụ thuyết phục đạo đức để đạt được mức giảm có ý nghĩa về ô nhiễm không khí ở khu vực hành lang Windsor-Montreal, hoặc giảm mức sử dụng hóa chất nông nghiệp gây ô nhiễm nguồn nước ngầm. Nhưng trong việc tìm kiếm những chính sách công mới có hiệu lực để giải quyết những vấn đề ô nhiễm môi trường cụ thể, có lẽ chúng ta đã đánh giá thấp sự vai trò của đạo đức xã hội và ý thức công dân. Nền tảng đạo đức xã hội thuận lợi cho phép ban hành những chính sách mới và việc quản lý và thực thi các chính sách đó trở nên dễ dàng hơn. Từ đó chúng ta cũng có thể thấy được tầm quan trọng của các chính trị gia và những người hoạch định chính sách cho việc thực hiện những chương trình làm lành mạnh môi trường đạo đức thay vì làm xói mòn nó. PHẢN ỨNG CỦA THỊ TRƯỜNG ĐỐI VỚI Ô NHIỄM MÔI TRƯỜNG: HÀNG HÓA XANH Mỗi khi quyền sở hữu được thiết lập rõ ràng, nghĩa là chúng hạn chế lượng ô nhiễm hoặc định rõ được mức độ chất lượng môi trường, thị trường mới sẽ xuất hiện để cung cấp hàng hóa chất lượng môi trường. Người tiêu dùng có thể sẵn lòng trả cho hàng hóa đem lại cho họ cùng một mức độ hài lòng như nhau nhưng ít gây thiệt hại môi trường trong quá trình sản xuất hoặc sử dụng. Nếu nhà máy có thể sản xuất được những hàng hóa như vậy thì thị trường “hàng hóa xanh” có thể xuất hiện. Ở Canada hiện nay một số hàng hóa xanh đang được bán. Ví dụ, chúng bao gồm hàng gia dụng như bột giặt không có photphat, ắc quy không có thủy ngân, giấy được sản xuất từ nguyên liệu tái chế, và các thiết bị như tủ lạnh và lò sưởi tiết kiệm năng lượng. Cũng có thể có đầu vào xanh cho quá trình sản xuất. Hàng hóa xanh giảm ô nhiễm như thế nào?


Hình 10-4: Chi phí xã hội biên của hàng hóa xanh so với hàng hóa ô nhiễm

Xem xét Hình 10-4. Biểu đồ (a) thể hiện thị trường sản phẩm giấy được sản xuất bằng nguyên liệu nguyên sinh và Biểu đồ (b) minh họa thị trường sản phẩm giấy sản xuất từ nguyên liệu tái chế. Chúng ta giả định rằng nguyên liệu tái chế làm cho quá trình sản xuất ít gây ô nhiễm hơn so với nguyên liệu nguyên sinh. Mỗi biểu đồ minh họa hai đường cung: SP thể hiện chi phí sản xuất tư nhân biên; SS chi phí xã hội biên (là tổng chi phí tư nhân biên và chi phí ngoại tác biên, như chúng ta đã thấy ở Chương 4). Mức độ ô nhiễm của hai loại sản phẩm được thể hiện bởi chi phí xã hội biên cao hơn đối với giấy được sản xuất bằng nguyên liệu nguyên sinh. Bây giờ chúng ta sẽ bổ sung thêm các đường cầu. Giả sử, lúc đầu thị trường chỉ cung cấp giấy được sản xuất bởi quy trình gây ô nhiễm cao. Như thể hiện ở Biểu đồ (a) với đường cầu D0, giá cả cân bằng thị trường là P0 và khối lượng sản phẩm là Q0. Bây giờ người sản xuất giấy ít gây ô nhiễm hơn tham gia thị trường. Nếu người tiêu dùng cảm thấy rằng giấy tái chế là hàng thay thế tốt cho giấy thông thường, sẽ có cầu cho giấy tái chế. Nếu hai hàng hóa là hàng hóa thay thế, cầu về giấy gây ô nhiễm nhiều hơn sẽ dịch chuyển sang trái khi giấy tái chế được giới thiệu ra thị trường. Cân bằng thị trường mới được thiết lập với mức sản xuất giấy thông thường thấp hơn (Q1) và được bán với mức giá thấp hơn (P1). Sẽ có cầu về giấy tái chế. Nếu người tiêu dùng càng muốn thay thế giấy tái chế cho giấy thông thường, đường cầu ở Biểu đồ (a) càng dịch chuyển sang trái. Mức dịch chuyển phụ thuộc vào thị hiếu của người tiêu dùng, chi phí sản xuất tư nhân biên v.v. Nếu giấy tái chế chiếm lĩnh một phần thị trường thì ô nhiễm sẽ giảm xuống. Điều này xảy ra vì đường chi phí giảm ô nhiễm biên dịch chuyển xuống phía dưới. Tại sao? Xem lại cách thức xác định chi phí giảm ô nhiễm biên gộp (MAC) trong Chương 5. Thay vì chỉ có một phương pháp sản xuất với lượng ô nhiễm nhiều cho mỗi đơn vị sản phẩm, bây giờ chúng ta có sản phẩm giấy được sản xuất bởi hai loại nhà máy: một loại với mức thải thấp hơn nhiều trên mỗi đơn vị sản phẩm. Nếu khối lượng sản phẩm giấy không thay đổi, tổng ô nhiễm chắc chắn phải giảm. Biểu đồ 10-5 thể hiện điều này, với MAC1 là chi phí giảm ô nhiễm biên gộp của chỉ gồm những nhà cung cấp gây ô nhiễm cao và MAC2 là đường chi phí biên mới khi có những nhà cung cấp có cường độ ô nhiễm bình quân cho mỗi đơn vị sản phẩm thấp hơn. Chúng ta thấy rằng mức ô nhiễm giảm từ E1 xuống E2. Điều này có nghĩa bất kể đường thiệt hại biên nằm ở vị trí nào, ô nhiễm là thấp hơn thậm chí ngay khi

0 Q1 Q2

$

P0 P1

D1

D0

SS SP

D

$

(a) Khối lượng giấy được sản xuất sử dụng nguyên liệu nguyên sinh

(b) Khối lượng giấy được sản xuất sử dụng nguyên liệu tái chế

0

SP SS


không có chính sách của nhà nước thiết kế để đạt mức phát thải hiệu quả. Chú ý rằng đường thiệt hại biên không dịch chuyển, bởi vì mối quan hệ giữa mỗi đơn vị phát thải và thiệt hại môi trường không thay đổi. Hình 10-5: Hàng hóa xanh ảnh hưởng chi phí xử lý biên như thế nào Một nền kinh tế có tỷ lệ sản xuất và tiêu dùng sản phẩm xanh cao hơn sẽ có ít ô nhiễm hơn nền kinh tế sử dụng hàng hóa có cường độ ô nhiễm cao. Tất nhiên chính phủ có thể khuyến khích sản xuất sản phẩm xanh. Chúng ta sẽ thảo luận vấn đề này nhiều hơn ở Chương 12. Điểm chính ở đây là thậm chí ngay khi không có can thiệp của chính phủ, nếu tồn tại cầu cho sản phẩm xanh và có công nghệ cần thiết, chất lượng môi trường sẽ cao hơn nếu những hàng hóa này được sản xuất và tiêu dùng. Tóm lại:

sản xuất và tiêu dùng sản phẩm xanh giảm cường độ ô nhiễm trong hàng hóa của nền kinh tế (làm đường MAC dịch chuyển xuống dưới), và dẫn đến mức chất lượng môi trường cao hơn.

MD

E2 E1

Lượng phát thải (tấn mỗi năm)

MAC1

MAC2

0

Hàng hóa xanh gây ô nhiễm ít hơn trên mỗi đơn vị sản phẩm so với hàng hóa có cường độ ô nhiễm cao. Sử dụng hàng hóa xanh sẽ làm cho đường MAC dịch chuyển từ MAC1 sang MAC2. Thậm chí khi không có chính sách môi trường, sự thay thế này sẽ làm giảm phát thải từ E1 xuống E2.

$


TÓM TẮT Trong chương này, chúng ta đã khảo sát những ví dụ về cách tiếp cận phi tập trung để cải thiện chất lượng môi trường. Cách tiếp cận đầu tiên dựa vào quy định về nghĩa vụ pháp lý, yêu cầu chủ thể gây ô nhiễm bồi thường cho người bị thiệt hại. Trên lý thuyết, những áp lực của nghĩa vụ pháp lý có thể làm cho người gây ô nhiễm tiềm năng nội hóa chi phí ngoại tác. Bằng cách cân nhắc khoản bồi thường và chi phí xử lý, chủ thể gây ô nhiễm có thể đạt tới mức phát thải hiệu quả. Trong khi học thuyết về nghĩa vụ pháp lý có thể hoạt động tốt trong những trường hợp ô nhiễm đơn giản có ít người liên quan và có quan hệ nhân quả rõ ràng, chúng dường như không hoạt động với những vấn đề môi trường lớn hơn, phức tạp về mặt kỹ thuật của xã hội hiện đại. Cách tiếp cận thứ hai phụ thuộc vào thể chế quyền sở hữu tư nhân. Nhìn từ giác độ này, ngoại tác môi trường là vấn đề chỉ vì quyền sở hữu môi trường thường không được quy định rõ ràng. Bằng cách thiết lập quyền sở hữu rõ ràng, chủ sở hữu và những người khác muốn sử dụng tài sản môi trường cho các mục đích khác nhau có thể đàm phán thỏa thuận để cân bằng chi phí của các phương án khác nhau. Chính vì vậy thỏa thuận giữa các bên có thể trên lý thuyết đem lại mức phát thải hiệu quả. Nhưng vấn đề chi phí giao dịch, đặc biệt là các vấn đề liên quan đến hàng hóa công hoặc khía cạnh tiếp cận tự do của chất lượng môi trường, và sự thiếu vắng thị trường dịch vụ môi trường đã cản trở cách thức dựa vào thể chế quyền sở hữu truyền thống để giải quyết các vấn đề chất lượng môi trường. Ở Chương 13, chúng ta sẽ thấy rằng một số biến thể mới của phương pháp dựa vào quyền sở hữu có thể có triển vọng áp dụng rất to lớn. Cách tiếp cận thứ ba là thuyết phục đạo đức, có thể hữu ích khi không thể đo lường được lượng phát thải từ các nguồn cụ thể. Chúng ta cũng đã thảo luận vấn đề “ăn theo”, cũng như thảo luận vấn đề công khai như là một phương tiện khuyến khích hành vi đạo đức trong những vấn đề môi trường. Cuối cùng, chúng ta khảo sát việc khu vực kinh tế tư nhân tham gia sản xuất hàng hóa xanh để đáp ứng nhu cầu của người tiêu dùng đối với những sản phẩm có cường độ ô nhiễm ít. Tỷ lệ hàng hóa xanh càng lớn trong tổng sản lượng của nền kinh tế, thì mức thải càng thấp và chất lượng môi trường càng cao. BÀI TẬP 1. Với ví dụ minh họa ở Hình 10-1, hãy chứng minh rằng cân bằng hiệu quả xã hội tối

thiểu hóa tổng số tiền chi trả của nhà máy hóa chất (tiền bồi thường cho ngành đánh bắt cá hồi cộng chi phí giảm ô nhiễm) so với bất cứ mức thải nào khác.

2. Giả sử hàm MD trong ví dụ về nhà máy hóa chất và ngành thủy sản là MD = 8E. Tính mức cân bằng hiệu quả xã hội và xác định liệu việc phân định quyền sở hữu dòng sông cho nhà máy hay ngành thủy sản có tối đa hóa tổng lợi ích ròng sau khi các bên mặc cả đạt được giải pháp hiệu quả xã hội. Hãy giải thích theo trực giác tại sao điều này lại khác với ví dụ ở trong chương.

3. Giải thích và minh họa bằng đồ thị mức độ thay thế giữa hàng hóa xanh và hàng có cường độ ô nhiễm cao ảnh hưởng mức độ chất lượng môi trường.


4. Phân định trách nhiệm thiệt hại môi trường và phân định quyền sở hữu đối với tài nguyên môi trường cả hai đều dẫn đến một cân bằng hiệu quả xã hội (giả định không có chi phí giao dịch). Lợi ích ròng tăng lên cho mỗi bên có giống nhau không? Hãy chứng minh bằng đồ thị hoặc phương pháp đại số.

CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Trong trường hợp chất gây ô nhiễm có ảnh hưởng không rõ ràng đối với con người, tòa

án có thể buộc bên bị thiệt hại chịu trách nhiễm dẫn chứng là họ bị tổn hại hoặc buộc bên gây ô nhiễm chịu trách nhiễm dẫn chứng chỉ rõ rằng chất gây ô nhiễm là vô hại. Điều này sẽ làm cho hệ thống luật nghĩa vụ pháp lý hoạt động khác nhau như thế nào?

2. Tai nạn do xe tải chở chất thải độc hại gây nên đã trở nên khá phổ biến. Giả sử thủ phạm bị quy trách nhiệm bồi thường một khoản bằng thiệt hại bình quân của tất cả các tai nạn như vậy. Điều này có làm cho các công ty xe tải phòng ngừa hiệu quả những tai nạn như vậy không?

Tại sao tiền bồi thường sau thỏa thuận (side payments) giữa các bên trong tiến trình thỏa thuận có thể đạt hiệu quả xã hội? (Side payment là khoản chuyển nhượng từ một bên cho bên kia sau khi cân bằng đạt được thông qua thương lượng).


CHƯƠNG 11

TIÊU CHUẨN

Tiêu chuẩn54 là một dạng của phương pháp mệnh lệnh và kiểm soát (command and control - CAC). Phương pháp CAC đối với chính sách công là phương pháp mà theo đó để có được những hành vi mong muốn từ giác độ xã hội, các nhà chính trị chỉ cần quy định các hành vi đó trong luật và sử dụng bộ máy thực thi cần thiết – toà án, công an, hình phạt – để buộc mọi người tuân theo luật. Đối với chính sách môi trường, phương pháp CAC dựa vào nhiều loại tiêu chuẩn khác nhau nhằm cải thiện chất lượng môi trường. Nhìn chung, tiêu chuẩn đơn giản chỉ là một mức kết quả quy định trong luật. Giới hạn tốc độ là một hình thức cổ điển của tiêu chuẩn, nó quy định tốc độ tối đa mà lái xe có thể chạy. Tiêu chuẩn phát thải là mức thải tối đa được pháp luật cho phép. Tinh thần của tiêu chuẩn là: nếu như không muốn người ta làm điều gì đó, cách đơn giản là thông qua đạo luật làm cho điều đó trở thành bất hợp pháp, và yêu cầu cơ quan chức năng thi hành luật. Hình 11–1 thể hiện chi phí giảm ô nhiễm biên và thiệt hại biên cho trường hợp phát thải khí cácbon mônôxit từ nhà máy tái chế nhựa đường sử dụng trong ngành xây dựng đường xá55. Đơn vị đo lường phát thải là kg mỗi tháng. Cho biết đường MAC và MD như sau MD = 10E MAC = 600 – 5E Nhà quản lý tìm cân bằng tối ưu xã hội tại điểm MD = MAC và xác định được mức phát thải hiệu quả xã hội là E*. Đây là mức phát thải tối thiểu hóa tổng chi phí giảm thải và chi phí thiệt hại đồng thời tối đa hóa lợi ích xã hội ròng. Với những phương trình trên, E* = 40 kg mỗi tháng. Trước khi tiêu chuẩn được áp dụng, nhà máy thải ở mức MAC = 0. Giải phương trình MAC = 0 cho kết quả E0 = 40 kg mỗi tháng. Để đạt được E* cơ quan chức năng phải đặt tiêu chuẩn 40 kg mỗi tháng. Mức tiêu chuẩn này là giới hạn trên quy định đối với nhà máy. Nếu nhà mày vượt quá mức thải này và bị phát hiện thì bị phạt tiền hoặc chịu các hình phạt khác. Giả sử nhà máy giảm thải theo tiêu chuẩn quy định, thì tổng chi phí giảm ô nhiễm (TAC) bằng diện tích phía dưới đường MAC giới hạn bởi E0 và E*. Một tên gọi khác cho tổng chi phí xử lý này là chi phí thực thi (compliance cost) để đáp ứng tiểu chuẩn. Ví dụ, chi phí thực thi bằng 16.000$ khi nhà máy đáp ứng tiêu chuẩn. Chú ý rằng tổng thiệt hại tại mức hiệu quả xã hội là 8.000$ mỗi tháng, so với 72.000$ khi không kiểm soát ô nhiễm. Lợi ích của tiêu chuẩn là chênh lệch giữa tổng thiệt hại khi không có tiêu chuẩn (72.000$) và tổng thiệt hại khi có tiêu chuẩn (8.000$) trừ tổng chi phí xử lý (16.000$). Lợi ích ròng là 48.000$ mỗi tháng. Tiêu chuẩn môi trường có nhiều ưu điểm trong việc giải quyết vấn đề môi trường. Tiêu chuẩn phải

54 Theo luật BVMT Việt nam “ Tiêu chuẩn là những tiêu chuẩn, giới hạn cho phép, được quy định dùng làm căn cứ để quản lý môi trường” (Giải thích thêm của người dich) 55 Những nhà máy này gọi là nhà máy tái chế nhựa đường di động. Chúng di chuyển dọc đường, sản xuất nhựa đường tái chế tại chỗ. Những chất gây ô nhiễm khác mà chúng thải ra bao gồm chất hữu cơ và bụi.


đơn giản và trực tiếp. đặt mục tiêu cụ thể rõ ràng. làm cho người ta cảm nhận ô nhiễm môi trường được giảm ngay tức thì. nhất quán với nhận thức đạo đức cho rằng ô nhiễm môi trường là nguy hiểm và bất

hợp pháp. phù hợp với hoạt động của hệ thống luật pháp, nghĩa là xác định và ngăn chặn hành

động bất hợp pháp. Tuy nhiên, công cụ tiêu chuẩn có thể phức tạp hơn nhiều so với ấn tượng ban đầu của nó. Thực ra, một lý do thực tế giải thích sự phổ biến của tiêu chuẩn là nó linh hoạt hơn nhiều khi thực hiện. Ấn tượng về tính chất trực tiếp và tính rõ ràng của tiêu chuẩn trở nên phức tạp hơn nhiều khi chúng ta xem xét sâu hơn. Hình 11-1: Tiêu chuẩn hiệu quả xã hội

CÁC LOẠI TIÊU CHUẨN Có thể áp dụng tiêu chuẩn cho bất cứ hoạt động nào, nhưng với vấn đề môi trường có ba loại tiêu chuẩn chính: tiêu chuẩn môi trường xung quanh (ambient); tiêu chuẩn phát thải, và tiêu chuẩn công nghệ. Trong chương 2, nói chất lượng môi trường xung quanh là nói về khía cạnh chất lượng của môi trường xung quanh cuộc sống con người; nó có thể là chất lượng của môi trường không khí quanh một thành phố, hoặc chất lượng nước ở một dòng sông. Một tiêu chuẩn môi trường xung quanh là mức độ chất ô nhiễm của môi trường xung quanh không được phép vượt quá.

0 40 120 E* E0

$

600

400

MD

MAC

Lượng thải cácbon mônôxit (kg mỗi tháng)

Một tiêu chuẩn được xác định tại điểm MAC = MD nhằm xác định tiêu chuẩn hiệu quả xã hội 40 kg cácbon mônôxit mỗi tháng. Tiêu chuẩn đặt ra giới hạn trên của phát thải. Khi tiêu chuẩn được đáp ứng, lợi ích xã hội ròng là chênh lệch giữa tổng thiệt hại tại 120 kg mỗi tháng và 40 kg mỗi tháng trừ tổng chi phí xử lý. Lợi ích ròng bằng 48.000$ mỗi tháng.


Ví dụ, có thể đặt mức tiêu chuẩn môi trường xung quanh cho ôxy hòa tan ở một dòng sông là 3 phần triệu (ppm), có nghĩa đây là mức ôxy hòa tan thấp nhất cho phép ở dòng sông. Tất nhiên, không thể cưỡng chế thi hành một cách trực tiếp tiêu chuẩn môi trường xung quanh. Chỉ có thể kiểm soát được những mức phát thải khác nhau cho phép đạt chất lượng môi trường xung quanh. Để đảm bảo mức ôxy hòa tan ở dòng sông không thấp hơn 3 ppm, chúng ta phải biết được lượng phát thải từ các nguồn khác nhau vào dòng sông góp phần làm thay đổi hàm lượng ôxy hòa tan như thế nào và đưa ra những biện pháp để quản lý những nguồn này. Chất lượng môi trường xung quanh được thể hiện bằng hàm lượng/nồng độ bình quân trong một khoảng thời gian. Ví dụ, chất lượng môi trường không khí xung quanh cho SO2 có hai tiêu chí: bình quân hàng năm tối đa là 23 phần tỷ (ppb) và bình quân 24 giờ tối đa là 115 ppb. Tiêu chuẩn môi trường xung quanh cho cácbon mônôxit từ nhà máy tái chế nhựa đường ở Bristish Columbia là 500 mg/m3 bình quân một giờ. Lý do lấy giá trị trung bình là để phản ánh sự thay đổi theo mùa vụ và theo ngày về điều kiện khí tượng, về chất thải làm thay đổi chất lượng môi trường xung quanh. Bình quân có nghĩa rằng chất lượng môi trường xung quanh trong thời hạn ngắn có thể thấp hơn tiêu chuẩn, miễn là nó không tồn tại quá lâu và miễn là nó đảm bảo cân bằng với thời kỳ chất lượng môi trường xung quanh là tốt hơn tiêu chuẩn. Tiêu chuẩn phát thải Tiêu chuẩn phát thải là mức phát thải từ nguồn gây ô nhiễm không được phép vượt quá. Tiêu chuẩn phát thải có thể xác định dựa trên nhiều cơ sở khác nhau. Ví dụ 1. tốc độ thải (ví dụ, kg mỗi giờ) 2. hàm lượng thải (phần triệu nhu cầu ôxy sinh học – hoặc BOD trong nước) 3. tổng khối lượng chất thải (tốc độ phát thải nhân với hàm lượng thải nhân với thời gian) 4. lượng chất thải cho mỗi đơn vị đầu ra (ví dụ khí CO2 thải ra cho mỗi kwh được sản

xuất, số gam cácbon mônôxit từ mỗi tấn nhựa đường) 5. lượng chất thải cho mỗi đơn vị đầu vào (ví dụ lượng sulphur của than sử dụng để sản

xuất điện) 6. tỷ lệ phần trăm chất gây ô nhiễm được loại bỏ (ví dụ 60% chất thải được loại bỏ trước

khi thải). Dòng phát thải liên tục có thể phải chịu tiêu chuẩn tốc độ dòng phát thải “tức thời”; ví dụ tiêu chuẩn giới hạn trên về lượng chất thải mỗi phút hoặc dòng chất thải bình quân trong một khoảng thời gian nhất định. Theo ngôn ngữ quản lý, tiêu chuẩn phát thải là một dạng của tiêu chuẩn hoạt động, bởi vì nó căn cứ vào kết quả mà chủ thể gây ô nhiễm bị kiểm soát cần phải đạt được. Còn có nhiều loại tiêu chuẩn hoạt động khác, ví dụ, tiêu chuẩn nơi làm việc được xác định theo số tai nạn tối đa hoặc mức độ rủi ro mà nhân công tiếp xúc. Yêu cầu nông dân giảm sử dụng một loại thuốc trừ sâu nào đó xuống dưới mức nhất định cũng là một tiêu chuẩn hoạt động, cũng như vậy là trường hợp giới hạn tốc độ trên đường cao tốc. Tiêu chuẩn môi trường xung quanh so với tiêu chuẩn phát thải


Có sự khác biệt quan trọng giữa tiêu chuẩn môi trường xung quanh và tiêu chuẩn phát thải. Quy định tiêu chuẩn phát thải ở một mức nào đó không nhất thiết đáp ứng một tập hợp các tiêu chuẩn chất lượng môi trường xung quanh. Thiên nhiên đứng giữa phát thải và chất lượng môi trường xung quanh, đặc biệt hiện tượng khí tượng thủy văn gắn kết chúng lại với nhau. Môi trường vận chuyển chất thải từ nơi phát thải đến các nơi khác thường làm loãng và phát tán chất thải dọc đường vận chuyển. Các tiến trình hóa học làm thay đổi đặc tính vật chất của chất gây ô nhiễm thường xuất hiện ở các trung gian môi trường. Trong một số trường hợp tiến trình này làm giảm chất thải tốt hơn. Chất thải hữu cơ vào sông suối thường chịu tác động của quá trình suy thoái tự nhiên làm phân hủy thành các yếu tố hợp thành. Vì vậy, chất lượng môi trường xung quanh của nước dọc theo dòng sông phụ thuộc vào lượng phát thải cũng như điều kiện thủy học của dòng sông như tốc độ dòng chảy, nhiệt độ, v.v. Đôi khi môi trường biến đổi chất thải thành một chất gì đó gây thiệt hại mạnh hơn. Nghiên cứu để gắn mức phát thải với chất lượng môi trường xung quanh là một phần quan trọng của khoa học môi trường. Mắt xích giữa phát thải và chất lượng môi trường xung quanh có thể bị ảnh hưởng mạnh mẽ bởi quyết định của con người. Một trường hợp cổ điển đó là xe ô tô. Trong chương trình ô nhiễm không khí bởi nguồn di động, Canada đã lập tiêu chuẩn phát thải mới cho xe ô tô theo lượng thải cho mỗi kilômét hoạt động. Nhưng vì không có cách để kiểm soát số lượng xe ô tô trên đường hoặc số giờ mỗi xe chạy, người ta đã không kiểm soát được trực tiếp tổng lượng chất gây ô nhiễm không khí và chất lượng môi trường không khí xung quanh. Tiêu chuẩn công nghệ Có rất nhiều tiêu chuẩn không chỉ rõ kết quả cuối cùng, nhưng quy dịnh rõ công nghệ, kỹ thuật, hoặc hoạt động mà chủ thể gây ô nhiễm phải áp dụng. Chúng ta gộp chúng lại với nhau dưới đề mục tiêu chuẩn công nghệ (technology-based standards) – TBS. Yêu cầu xe ô tô phải được trang bị dây an toàn là một tiêu chuẩn công nghệ. Nếu tất cả các đồ điện gia dụng bị bắt buộc phải lắp đặt máy lọc khí để giảm khí SO2 thải ra, đây thực ra cũng là tiêu chuẩn công nghệ, vì loại công nghệ này được cơ quan chức năng trung ương quy định. Loại tiêu chuẩn này cũng bao gồm tiêu chuẩn thiết kế hoặc tiêu chuẩn kỹ thuật. Cũng có hàng loạt tiêu chuẩn sản phẩm chỉ rõ những đặc điểm mà sản phẩm phải có, và tiêu chuẩn đầu vào thì yêu cầu chủ thể gây ô nhiễm sử dụng đầu vào đáp ứng những điều kiện cụ thể. Tiêu chuẩn công nghệ thường quy định chủ thể gây ô nhiễm sử dụng công nghệ tốt nhất hiện có (BAT), công nghệ tốt nhất có thể áp dụng (BPT), hoặc công nghệ tốt nhất sẵn có khả thi về kinh tế (BATEA). Cũng có thể sử dụng các thuật ngữ khác. BATs là công nghệ tốt nhất có thể, dù có hay không sử dụng thực tế tại thời điểm đó. BPTs thường ngụ ý những công nghệ biết được và có thể áp dụng ngay tức thì. BATEAs cho phép nhìn nhận chi phí xử lý và ảnh hưởng của tiêu chuẩn công nghệ đến lợi nhuận của doanh nghiệp. Có thể không có ranh giới giữa tiêu chuẩn hoạt động và tiêu chuẩn công nghệ. Điểm khác biệt cơ bản là: Một tiêu chuẩn hoạt động, như tiêu chuẩn phát thải, quy định một số ràng buộc về

tiêu chí hoạt động và cho phép người ta chọn lựa cách thức tốt nhất để đạt được nó. Tiêu chuẩn công nghệ áp đặt những kỹ thuật được sử dụng, như thiết bị hoặc quy

trình hoạt động mà chủ thể gây ô nhiễm sử dụng.


Kinh tế học về tiêu chuẩn Hiểu được cách thức hoạt động của tiêu chuẩn cho phép chúng ta xác định được chi phí để đạt được cân bằng hiệu quả xã hội khi sử dụng công cụ chính sách này. Chúng ta có thể so sánh tiêu chuẩn với các công cụ chính sách khác sử dụng các tiêu chí đã được phát triển ở Chương 9. Đạt được chất lượng môi trường tốt hơn bằng cách áp dụng những tiêu chuẩn khác nhau dường như là đơn giản và rõ ràng. Nhưng tiêu chuẩn là phức tạp hơn nhiều so với so với những gì mà chúng thể hiện. Phần còn lại của chương này chúng ta sẽ thảo luận những phức tạp đó. Thiết lập mức tiêu chuẩn trong thực tế Vấn đề đầu tiên là đặt tiêu chuẩn ở đâu. Trong trường hợp giải quyết vấn đề ô nhiễm theo phương pháp phân quyền – luật nghĩa vụ pháp lý và chế độ quyền tài sản – ít ra cũng tồn tại khả năng theo giả thuyết là sự tác động qua lại giữa những người liên quan sẽ dẫn đến kết quả hiệu quả. Trên lý thuyết, quy định các mức tiêu chuẩn còn rõ ràng hơn. Như chúng ta đã nhắc lại nhiều lần, tiêu chuẩn hiệu quả xã hội sẽ làm cân bằng chi phí giảm ô nhiễm biên và thiệt hại biên. Trong thực tế, tiêu chuẩn thường được quy định dựa trên một tập hợp các tiêu chí hẹp hơn. Tiêu chuẩn môi trường bắt nguồn từ tiến trình chính trị/quản lý mà tiến trình này có thể bị ảnh hưởng bởi bất cả các loại quan tâm khác nhau. Ví dụ: Hàm thiệt hại phi tuyến tính Những phương pháp nào đã được sử dụng trong thực tế và chúng quan hệ như thế nào với hiệu quả xã hội? Một phương pháp trong quy định tiêu chuẩn là cố gắng đặt các mức tiêu chuẩn môi trường xung quanh hoặc tiêu chuẩn phát thải chỉ căn cứ vào hàm thiệt hại. Lý do có thể là vì người quản lý không có thông tin về hàm chi phí giảm ô nhiễm biên. Người ta sẽ xem xét hàm thiệt hại để xem có điểm nào mà ở đó thiệt hại biên thay đổi lớn. Hình 11-2 cho thấy một dạng hàm thiệt hại biên khác với hàm tuyến tính mà chúng ta đã sử dụng trong phân tích. Một cách tiếp cận khác là quy định tiêu chuẩn tại điểm không có rủi ro, có nghĩa là tại mức có thể bảo vệ tất cả mọi người khỏi thiệt hại dù nhạy cảm đến đâu đi nữa. Điều đó hàm ý đặt tiêu chuẩn ở mức ngưỡng, ký hiệu ET như trong hình 11-2. Nếu đường MAC như trong hình, tiêu chuẩn này không đạt hiệu quả xã hội. Một khó khăn khác là xác định xem liệu có tồn tại một mức ngưỡng không. Nghiên cứu gần đây của các nhà khoa học về chất độc và các nhà khoa học khác cho thấy có thể không có mức ngưỡng cho nhiều chất gây ô nhiễm môi trường, rằng hàm thiệt hại biên dốc lên ngay từ gốc toạ độ. Nếu không tồn tại mức ngưỡng, một chính sách không rủi ro sẽ đòi hòi tất cả các tiêu chuẩn quy định bằng không. Điều này có thể phù hợp với một số chất – một số hợp chất độc hại cao như điôxin chẳng hạn, thiệt hại biên luôn luôn lớn hơn chi phí giảm ô nhiễm biên. Nhưng đối với nhiều chất gây ô nhiễm khác, mức phát thải bằng không là không hiệu quả xã hội và rất khó và không thể đạt được. Vì vậy, có thể quyết định rằng chúng ta có thể chấp nhận một mức thiệt hại nhỏ hợp lý, trong trường hợp này chúng ta có thể đặt tiêu chuẩn tại điểm EL, điểm mà bắt đầu từ đó thiệt hại biên tăng lên rất nhanh. Hoặc nếu hàm thiệt hại giống như ở hình 11-2, vượt quá EMAX đường MD dốc thẳng đứng, một chiến lược tối thiểu hóa rủi ro có thể quy định EMAX là mức thải không bao giờ được vượt quá. Ở đây một lần nữa chúng ta quy định tiêu chuẩn mà không cần quan tâm chi phí xử lý. Ở hình 11-2, E* gần EL, và EMAX, nhưng không nhất thiết là như vậy trong thực tế.


Hình 11-2: Tiêu chuẩn phát thải cho hàm thiệt hại biên phi tuyến tính Hàm thiệt hại biên phi tuyến tính minh họa các mức có thể đặt tiêu chuẩn phát thải khi người quản lý không biết vị trí chính xác của đường MAC. ET đặt tiêu chuẩn ở mức ngưỡng tối thiểu không có thiệt hại. EL đặt tiêu chuẩn tại điểm mà MD bắt đầu tăng nhanh. EMAX là giới hạn trên của phát thải; điểm tại đó đướng MD trở thành thẳng đứng. Không có tiêu chuẩn nào là hiệu quả xã hội như E*. Cần chú ý rằng khi quy định các mức tiêu chuẩn trên cơ sở lấy giá trị trung bình qua thời gian, thật sự đã có nhiều cách tiếp cận trung dung. Trong trường hợp này, giá trị trung bình của những giai đoạn ngắn – khi chất lượng môi trường xung quanh là tương đối thấp, được xem như là có thể chấp nhận được miễn là nó diễn ra không quá lâu. Thực chất không nhất thiết phải lắp đặt đủ công nghệ giảm thải để duy trì chất lượng môi trường xung quanh đạt tiêu chuẩn dưới tất cả các điều kiện tự nhiên. Nói cách khác, có sự đánh đổi giữa thiệt hại do chất lượng môi trường suy thoái hiện tại với chất lượng môi trường xung quanh thấp hơn tiêu chuẩn nhưng với chi phí duy trì cao trong mọi điều kiện tự nhiên. Ví dụ này minh họa một số điểm chính về tiêu chuẩn.

1. Đặc tính “chất lượng tất cả hoặc là không”: tiêu chuẩn có thể được đáp ứng hoặc không được đáp ứng.

2. Nếu tiêu chuẩn không được đáp ứng, hàm ý ở đây là nó cần được đáp ứng bất chấp

chi phí thực hiện.

3. Nếu tiêu chuẩn được đáp ứng, hàm ý là không cần thiết phải làm tốt hơn mặc dầu chi phí để làm điều đó có thể khá thấp.

Tiêu chuẩn đồng bộ Một vấn đề thực tế trong quy định tiêu chuẩn là liệu tiêu chuẩn có nên áp dụng đồng bộ cho tất cả mọi trường hợp hoặc thay đổi tùy theo hoàn cảnh. Chúng ta có thể minh họa điều này sử dụng trường hợp tiêu chuẩn không đồng bộ theo không gian. Tiêu chuẩn chất lượng môi trường không khí ở Hoa Kỳ nhất thiết là tiêu chuẩn quốc gia. Vấn đề với tiêu chuẩn

ET EL E* EMAX E0

MD

Phát thải

MAC

$


quốc gia là các yếu tố tác động đến thiệt hại và chi phí xử lý khác biệt giữa các vùng, cho nên áp dụng tiêu chuẩn đồng bộ giữa các vùng khác nhau còn có nghĩa là phi hiệu quả nghiêm trọng. Ví dụ: Thiệt hại biên khác nhau giữa các vùng Nghiên cứu hình 11-3. Hình thể hiện hàm thiệt hại biên của ô nhiễm cácbon mônôxít. Hàm thứ nhất là hàm MD từ hình 11-1, ký hiệu MDU của khu vực thành thị. Hàm thứ hai ký hiệu MDR của khu vực nông thôn. Đường MDU nằm phía trên vì có nhiều người sống ở thành thị nên cùng một lượng phát thải, số người bị ảnh hưởng về sức khỏe sẽ nhiều hơn so với vùng nông thôn. Chúng ta giả dịnh MAC là như nhau cho cả hai vùng và được thể hiện bằng đường MAC ở hình 11-3. Vì thiệt hại biên ở thành thị là cao hơn nhiều so với nông thôn nên mức thải cácbon mônôxit hiệu quả cho môi trường xung quanh là thấp hơn ở thành thị so với nông thôn; mức hiệu quả ở nông thôn là ER và ở thành thị là EU.

Khi thiệt hại biên khác nhau giữa các vùng, việc quy định các mức tiêu chuẩn sẽ khó khăn. Nếu thiệt hại biên khu vực thành thị khác thiệt hạ biên khu vực nông thôn, tiêu chuẩn đồng bộ sẽ không hiệu quả xã hội. Nếu tiêu chuẩn đặt tại EU thì kiểm soát ô nhiễm ở nông thôn là quá mức; nếu đặt tại ER thì ô nhiễm ở khu vực thành phố kiểm soát không chặt so với mức tối ưu xã hội khi MD = MAC. Quy định tiêu chuẩn cho mỗi vùng sẽ tránh được vấn đề này.

Một tiêu chuẩn đồng bộ không thể đồng thời đạt hiệu quả ở cả hai vùng. Cách duy nhất để tránh vấn đề này là quy định tiêu chuẩn khác nhau cho mỗi vùng. Ta có thể gọi là tiêu chuẩn cá nhân. Tiêu chuẩn cá nhân tạo nên sự đánh đổi về mặt chính sách. Thiết lập chính sách cho những vùng khác nhau có thể tạo ra hiệu quả hơn về mặt ảnh hưởng. Tuy nhiên việc này đòi hỏi nhiều thông tin phục vụ việc quy định và thực hiện tiêu chuẩn. Khi thiệt hại biên của một chất gây ô nhiễm từ những nguồn khác nhau là khác nhau, chúng ta sẽ thấy ô nhiễm được phân tán khác nhau giữa các nguồn hoặc vùng khác nhau vì ô nhiễm không được trộn lẫn đồng bộ. Điều đó có nghĩa nhà quản lý phải phải giám sát chất lượng môi trường xung quanh tại những điểm tiếp nhận khác nhau hoặc trạm quan trắc trong phạm vi của họ. Cân bằng hiệu quả xã hội đòi hỏi MAC = MD cho các điểm tiếp nhận. Ô nhiễm từ mồi nguồn sẽ được chuyển thành mức độ tích tụ ô nhiễm môi trường xung quanh tại các điểm bằng hệ số chuyển tải. Hệ số chuyển tải chuyển chất thải từ nguồn i thành ảnh hưởng chất lượng môi trường ở điểm j, và được quyết định bởi quan hệ khí

0 40 60 120 EU ER

Mức thải cácbon mônôxit (kg mỗi tháng)

$600

400

200

MDU MDR

MAC


tượng và đặc tính lý hóa của chất ô nhiễm. Người ta đã phát triển mô hình phát tán ô nhiễm không khí cho một số vùng thành thị quan trọng. Trong thực tế, như đã đề cập ở trên, chất gây ô nhiễm không trộn lẫn đồng bộ làm việc quản lý trở nên khó khăn và tốn kém. Tóm lại:

Khi thiệt hại biên của chất gây ô nhiễm thay đổi theo vùng, theo ngày, hoặc theo mùa, một tiểu chuẩn đồng bộ sẽ không hiệu quả xã hội. Tiêu chuẩn cá nhân làm cho MAC = MD là hiệu quả xã hội.

Tiêu chuẩn và nguyên tắc cân bằng biên Đã thảo luận các vần đề về quy định tiêu chuẩn phát thải hiệu quả, chúng ta phải nhớ rằng mức phát thải hiệu quả chính nó được quyết định bởi hàm chi phí giảm ô nhiễm biên tối thiểu. Giả sử chúng ta có chất ô nhiễm được trộn lẫn đồng bộ thải ra từ những nguồn khác nhau. Nguyên tắc cân bằng biên đòi hỏi kiểm soát những nguồn phát thải khác nhau theo sao cho chúng có cùng chi phí giảm ô nhiễm biên. Điều này có nghĩa những nguồn phát thải khác nhau được kiểm soát ở những mức độ khác nhau, phụ thuộc vào dạng hàm chi phí giảm ô nhiễm biên tại mỗi nguồn phát thải. Đây là cân bằng hiệu quả chi phí - tổng chi phí thực thi để đạt được mục tiêu phát thải được tối thiểu hóa. Với tiêu chuẩn, vấn đề chủ yếu là dường như luôn có xu hướng áp dụng tiêu chuẩn phát thải đồng bộ cho những nguồn khác nhau. Điều này làm cho việc quản lý trở nên đơn giản hơn và gây ấn tượng về bình đẳng với mọi người, vì tất cả đều được đối xử như nhau. Điểm chính là

Tiêu chuẩn đồng bộ chỉ hiệu quả-chi phí trong trường hợp hiếm thấy khi tất cả các chủ thể gây ô nhiễm có đường MAC như nhau. Nếu đường MAC cho một chất gây ô nhiễm khác nhau, tiêu chuẩn cá nhân sẽ đạt được hiệu quả-chi phí.

Ví dụ: Các hàm chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau giữa các chủ thể gây ô nhiễm

Hình 11-4 thể hiện mối quan hệ chi phí giảm ô nhiễm biên của hai nguồn phát thải khác nhau, mỗi nguồn đều thải cácbon mônôxit (ví dụ từ phần trước). Chủ thể gây ô nhiễm này là H và L. Lượng thải là số kg cácbon mônôxit mỗi tháng. Phương trình của hàm MAC là:

MACH = 600 – 5EH MACL = 240 – 2EL

Khi giảm lượng phát thải, chi phí xử lý của L tăng chậm hơn so với H. Tại sao lại khác nhau? Họ có thể sản xuất sản phẩm khác nhau sử dụng công nghệ khác nhau. Công nghệ của nhà máy này có thể cũ hơn của nhà máy kia và công nghệ cũ có thể kém linh hoạt hơn, làm cho việc giảm thải tốn nhiều chi phí hơn so với nhà máy có công nghệ mới hơn. Một nhà máy có thể được thiết kế để sử dụng nguồn nguyên vật liệu đầu vào khác với nhà máy kia. Thực chất, điều này phản ánh thực tế. Chúng ta có thể dự đoán chi phía giảm thải giữa các nhóm nhà máy sẽ khác biệt đáng kể mặc dù chúng cùng thải ra một loại chất thải. Giả sử hiện tại không có biện pháp kiểm soát ô nhiễm. Mỗi nhà máy thải 120 kg mỗi tháng, như vậy tổng cộng lượng phát thải là 240 kg mỗi tháng. Giả sử cơ quan quản lý muốn giảm tổng lượng thải xuống còn 120 kg mỗi tháng (giảm 50%) bằng cách quy định tiêu chuẩn. Tiêu chuẩn nên được quy định như thế nào? Phương pháp dường như hiển nhiên mà phần đa các nhà quản lý chọn lựa là áp dụng tiêu chuẩn như nhau cho mỗi nguồn,


trong trường hợp này 60 kg mỗi tháng. Tiêu chuẩn này có vẻ bình đẳng, vì đối xử các nguồn như nhau, tất cả đều giảm một tỷ lệ tương ứng với mức thải hiện tại. Tất nhiên vấn đề là các nguồn phát thải lại không giồng nhau về mặt kinh tế, chúng có những hàm chi phí giảm thải biên khác nhau. Bằng cách áp dụng tiêu chuẩn phát thải đồng bộ cho những nguồn khác nhau chúng ta đã vi phạm nguyên tắc cân bằng biên, với một tổng lượng phát thải giảm được ta phải trả nhiều hơn được so với số cần trả. Tiêu chuẩn cá nhân, là tiêu chuẩn làm cho MAC của mỗi chủ thể gây ô nhiễm cân bằng với MD, là hiệu quả chi phí bởi vì chúng thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên. Chưng minh điều đó như sau:

Chứng minh chính sách hiệu quả chi phí tối thiểu hóa tổng chi phí giảm ô nhiễm

Trình tự các bước:

1. Tình tổng chi phí giảm ô nhiễm (TAC) cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm khi áp dụng tiêu chuẩn đồng bộ 60 kg mỗi tháng

Tại tiêu chuẩn này MAC của L là 120$/kg và của H là 300$/kg TAC là diện tích phía dưới đường MAC của mỗi chủ thể gây ô nhiễm từ 120 đến 60 kg. TACL = ½ (60 x 12$) = 3600$. TACH = ½ (60 x 300$) = 9000$. Tổng chi phí xử lý của cả hai nhà máy là TACL + TACH = 12600$.

Hình 11-4: Hiệu quả chi phí khi đường chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau

Tiêu chuẩn đồng bộ đối lập với tiêu chuẩn cá nhân cho hai chủ thể gây ô nhiễm có đường MAC khác nhau. Tiêu chuẩn đồng bộ 60 kg mỗi tháng cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm vi phạm nguyên tắc cân bằng biên vì vậy là không hiệu quả chi phí. Tại mức 60 kg, MACH lớn hơn MACL . Chính sách đảm bảo hiệu quả chi phí quy định tiêu chuẩn cá nhân với mục tiêu thải là 120 kg và MAC của hai chủ thể gây ô nhiễm bằng nhau. Tiêu chuẩn phát thải cá nhân là 40.3 kg mỗi tháng cho L và 85.7 kg mỗi tháng cho H. Chính sách hiệu quả chi phí cho phép đạt cùng một mức thải mục tiêu với chi phí thấp hơn.

2. Tính tổng chi phí xử lý cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm nếu tiêu chuẩn cá nhân được

quy định thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên. Chúng là những tiêu chuẩn cá nhân đạt hiệu quả chi phí.

$ 600

500

400

300

200

171.5 120 100

20 34.3 40 60 80 85.7 100 120 EL EH E0

Lượng thải cacbon mônôxit (kg mỗi tháng)

MACL

MACH Tiêu chuẩn đồng bộ

a b


Chúng ta cần làm thêm một số tính toán: Tìm mức thải cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên. Cách dễ nhất là sử dụng đại số: Nguyên tắc biên đòi hỏi MACs của cả hai chủ thể gây ô nhiễm phải bằng nhau

MACH = MACL Thay vào ta có: (1) 600 – 5 EH = 240 – 2EL Tổng lượng thải của cả hai nhà máy phải bằng mức thải mục tiêu

(2) EL + EH = 120 kg mỗi tháng Giải hệ phương trình gồm (1) và (2) ta được:

EH = 85,7 EL = 34,3

Đó chính là tiêu chuẩn cá nhân cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm Thay EH và EL vào hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của mỗi chủ thể gây ô nhiễm ta có MACH =MACL = 171,5$ Bây giờ ta tính TAC cho mỗi chủ thể gây ô nhiễm

TACL = ½ [(120 – 34.3) x 171.5] = 7.348,78$ TACH = ½ [(120 – 85.7) x 171.5] = 2.941,22

Tổng chi phí xử lý của cả hai nhà máy là: 10.290 $

3. So sánh TAC của trường hợp tiêu chuẩn đồng bộ với tiêu chuẩn cá nhân hiệu quả chi phí: Tiêu chuẩn đồng bộ TAC = 12.600$ Tiêu chuẩn cá nhân hiệu quả chi phí TAC = 10.290$ Như vậy tiêu chuẩn cá nhân hiệu quả chi phí cho phép đạt cùng một mức giảm thải với chi phí thấp hơn. Bài tập: Hãy chứng minh rằng khoản tiết kiệm chi phí trên chính bằng diện tích a+b ở trong hình vẽ.

Tóm lại, phần lớn tiêu chuẩn là đồng bộ đối với các nguồn thải khác nhau. Điều này đã có sẵn trong triết lý cơ bản của phương pháp tiêu chuẩn, và nó làm cho nhiều người cho rằng đó là cách thức tiến hành bình đẳng. Phần này minh họa một điểm rất quan trọng:

Khi chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau giữa các nguồn, công cụ tiêu chuẩn đồng bộ sẽ dẫn đến giảm thải ít hơn với tổng chi phí thực thi của chương trình


được định trước, hoặc tốn nhiều chi phí hơn để đạt được mục tiêu nhất định so với công cụ đạt hiệu quả chi phí thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên.

Sự khác biệt về chi phí giảm ô nhiễm biên giữa các nguồn càng lớn thì kết quả của phương pháp tiêu chuẩn đồng bộ càng tệ hơn. Chúng ta sẽ thấy ở các chương sau rằng sự khác biệt có thể rất lớn. Có thể quy định tiêu chuẩn theo nguyên tắc cân bằng biên được không? Trừ khi luật yêu cầu giảm thải phải đạt tỷ lệ bằng nhau, cơ quan chức năng có thể đặt tiêu chuẩn khác nhau cho những nguồn khác nhau. Để giảm và đạt mức thải là 120 kg mỗi tháng, có thể quy định tiêu chuẩn giảm thải cho L là 34,3 kg và cho H là 85.7 kg. Tuy nhiên khó khăn ở chỗ để thực hiện được điều đó cơ quan chức năng cần phải biết hàm giảm ô nhiễm biên của nhiều nguồn khác nhau. Chúng ta cần phải nhấn mạnh điểm này. Hầu hết các vấn đề ô nhiễm trong thực tế là do nhiều nguồn gây nên. Như vậy,

để quy định tiêu chuẩn phát thải cá nhân theo nguyên tắc cân bằng biên, nhà quản lý phải biết hàm giảm ô nhiễm biên cho mỗi nguồn ô nhiễm.

Các cơ quan chức năng phải tốn rất nhiều công sức dể có được thông tin chất lượng cao về chi phí giảm ô nhiễm biên của những nguồn gây ô nhiễm khác nhau, mà mỗi nguồn lại sản xuất những sản phẩm khác nhau sử dụng những công nghệ và phương pháp khác nhau. Nguồn cung cấp thông tin không ai khác chính là các chủ thể gây ô nhiễm, nhưng không có lý do gì để tin rằng họ sẽ sẵn lòng chia sẻ những thông tin này. Nếu như họ biết, và chắc là họ biết, thông tin được sử dụng để quy định tiêu chuẩn cá nhân họ sẽ có động cơ cho các cơ quan quản lý biết là MAC của họ tăng lên rất nhanh khi giảm phát thải. Vì vậy, các cơ quan chức năng gặp khó khăn thực sự khi muốn quy định tiêu chuẩn cá nhân theo nguồn ô nhiễm. TÁC ĐỘNG KHUYẾN KHÍCH CỦA TIÊU CHUẨN Như đã thảo luận ở Chương 9, một khía cạnh quan trọng của đánh giá chính sách môi trường là xem xét chính sách có tác động khuyến khích gì đối với chủ thể gây ô nhiễm. Có cả tác động ngắn hạn và dài hạn. Trong ngắn hạn, câu hỏi là chính sách có khuyến khích các chủ thể gây ô nhiễm giảm thải đến mức hiệu quả theo cách thức hiệu quả chi phí không. Phương pháp mệnh lệnh và kiểm soát dựa vào tiêu chuẩn là yếu kém trên phương diện này. Vấn đề cơ bản ở chỗ tiêu chuẩn có nghĩa là tất cả hoặc không có gì; chúng hoặc được đáp ứng hoặc không. Nếu chúng được đáp ứng thì không có động cơ để người gây ô nhiễm làm tốt hơn tiêu chuẩn, mặc dù chi phí giảm những đơn vị ô nhiễm tiếp theo vẫn còn thấp. Cũng vậy, chủ thể gây ô nhiễm phải đáp ứng tiêu chuẩn (hoặc bị phạt) ngay cả khi chi phí thực thi có thể cao hơn nhiều so với thiệt hại giảm bớt. Tiêu chuẩn cũng không cho phép chủ thể gây ô nhiễm linh hoạt trong quyết định. Điều này đặc biệt đúng đối với tiêu chuẩn công nghệ, quy định quy trình mà chủ thể gây ô nhiễm phải tuân theo, ngay cả khi các quy trình khác có thể có để đạt được mục tiêu ô nhiễm với chi phí thấp hơn. Nếu cơ quan quản lý quy định chi tiết về công nghệ và các bước thực hành mà chủ thể gây ô nhiễm sử dụng để giảm thải, chủ thể gây ô nhiễm có thể không có động cơ sử dụng các công nghệ khác để tự bảo vệ bản thân khỏi bị buộc tội không tuân thủ, thậm chí những phương pháp này có thể ít tốn kém hơn. Thay vì để nhà máy tự sáng


tạo ra các phương tiện công nghệ để đạt được mục tiêu, tiêu chuẩn công nghệ buộc cơ quan chức năng công phải quyết định đúng đắn về công nghệ. Trong dài hạn, một mục tiêu của chính sách kiểm soát ô nhiễm là khuyến khích mạnh mẽ việc tìm kiếm những thay đổi về kỹ thuật và quản lý để đạt được mục tiêu phát thải với chi phí thấp hơn (hoặc đạt mức thải thấp hơn). Theo tiêu chí này, tiêu chuẩn như thế nào? Rất dễ trả lời với tiêu chuẩn công nghệ. Trong trường hợp này sẽ không có khuyến khích để tìm kiếm cách thức rẻ hơn (xem xét tất cả các loại chị phí) để giảm thải. Nếu cơ quan chức năng quy định công nghệ và các bước thực hành cụ thể mà chủ thể gây ô nhiễm hợp pháp sử dụng để giảm thải, không có khuyến khích để tìm kiếm phương pháp tốt hơn. Nhưng tiêu chuẩn phát thải có những khuyến khích gì? Ví dụ dưới đây cho thấy có thể trả lời câu hỏi này bằng cách sử dụng đồ thị. Ví dụ: Khuyến khích đầu tư công nghệ mới của tiêu chuẩn phát thải Hình 11-5 cho thấy chi phí giảm ô nhiễm biên của một nhà máy trong hai trường hợp. MAC1 là chi phí giảm ô nhiễm biên trước khi có cải tiến công nghệ. MAC2 là chi phí giảm ô nhiễm biên mà nhà máy kỳ vọng sau khi đầu tư nghiên cứu và phát triển công nghệ tái chế hoặc xử lý chất thải tốt hơn. Cụ thể, cho biết MAC1 = 200 – 5E MAC2 = 160 – 4E MD = 5E Nếu không có những quy định về ô nhiễm thì tuyệt đối không có động cơ chi tiêu cho hoạt động nghiên cứu và phát triển. Giả sử bây giờ nhà máy phải đáp ứng tiêu chuẩn phát thải E1 = 20 tấn mỗi năm (cân bằng hiệu quả xã hội). Với MAC1 thì tổng chi phí thực thi hàng năm của nhà máy là diện tích (a+b) = 1 triệu $ mỗi năm (đơn vị đo lường ở hình 11-5 là 1.000$). Nếu chương trình nghiên cứu và phát triển thành công, MAC1 dịch xuống đường MAC1 và chi phí thực thi là diện tích b = 800.000$ mỗi năm. Chênh lệch 200.000$ mỗi năm là phần chi phí thực thi giảm được và nó cho thấy chức năng khuyến khích thực hiện nghiên cứu và phát triển. Chúng ta sẽ thấy trong chương tiếp theo rằng khuyến khích này là không mạnh mẽ bằng bằng các chương trình khuyến khích kinh tế. Tuy vậy, chúng ta có thể nói khuyến khích của tiêu chuẩn phát thải nhiều hơn so với tiêu chuẩn công nghệ.


Hình 11-5: Khuyến khích đầu tư công nghệ kiểm soát ô nhiễm mới của tiêu chuẩn

Tác động khuyến khích của việc áp dụng công nghệ tiết kiệm chi phí là diện tích a nếu nhà quản lý duy trì tiêu chuẩn phát thải tại E1 sau khi áp dụng công nghệ mới giảm MAC1 xuống MAC2. Nếu nhà quản lý thắt chặt tiêu chuẩn tới E2, khuyến khích áp dụng công nghệ mới sẽ nhỏ hơn và bằng diện tích (a-c). Một tiêu chuẩn ép buộc áp dụng công nghệ có thể được đặt ngay từ đầu tại E2. Điều này có thể cho phép chủ thể gây ô nhiễm tiết kiệm chi phí một lượng bằng diện tích (a+d+e) nếu áp dụng công nghệ mới.

Lôgíc về việc quy định các mức tiêu chuẩn có thể làm triệt tiêu dần tác động khuyến khích trong ví dụ nêu trên. Giả sử cơ quan chức năng cố gắng quy định tiêu chuẩn gần sát với mức phát thải hiệu quả. Trong hình 11-5, các nhà quản lý dự đoán E1 là hiệu quả trước đổi mới công nghệ. Nhưng công nghệ mới làm giảm chi phí giảm ô nhiễm biên, và chúng ta biết từ Chương 5 rằng điều này sẽ làm giảm mức phát thải hiệu quả. Giả sử nhà quản lý ước tính với cách nhìn của họ, công nghệ mới là dịch chuyển mức thải hiệu quả đến E2 = 17,78 tấn mỗi năm trong hình 11-5 và bây giờ nhà quản lý thay đổi tiêu chuẩn để phản ánh điều đó. Bây giờ chi phí thực thi của nhà máy là (b+c) = 987.457 $ mỗi năm. Chi phí mà chủ thể gây ô nhiễm tiết kiệm được là (a – c) = 200.000$ - 187.457$ = 12.534$. Chi phí tiết kiệm được là thấp hơn nhiều so với trường hợp tiêu chuẩn ở mức 20 tấn mỗi năm và có thể là không đủ bù đắp chi phí nghiên cứu và phát triển của chủ thể gây ô nhiễm. Chủ thể gây ô nhiễm có thể nghĩ rằng vì nhà quản lý thắt chặt tiêu chuẩn nên với công nghệ mới họ có thể bị thiệt hơn so với công nghệ cũ. Phương pháp quy định tiêu chuẩn trong trường hợp này làm suy yếu khuyến khích việc thay đổi công nghệ kiểm soát ô nhiễm. Nếu tiêu chuẩn phát thải khuyến khích việc đổi mới công nghệ, có phải là không nên áp đặt tiêu chuẩn chặt chẽ để có thể khuyến khích đổi mới hơn nữa? Ở hình 11-5 nếu tiêu chuẩn được quy định tại E2 =17,78 tấn mỗi năm ngay từ đầu, điều này có nghĩa chi phí tiết kiện được sẽ là (a+d+e) với công nghệ mới chứ không phải chỉ là a như trường hợp tiêu chuẩn quy định tại E1. Phương pháp này có tiêu đề là tiêu chuẩn ép buộc áp dụng công nghệ . Nguyên tắc của ép buộc áp dụng công nghệ là quy định tiêu chuẩn không thực tế với công nghệ hôm nay với hy vọng là ngành công nghiệp kiểm soát ô nhiễm sẽ phát minh ra phương pháp mới để đáp ứng tiêu chuẩn với một chi phí hợp lý. “Không thực tế với công nghệ hôm nay” có nghĩa là chi phí quá cao dẫn tới khó khăn về kinh tế. Tiêu chuẩn ép buộc áp dụng công nghệ có cải thiện khuyến khích không? Hãy coi đây như là một bài tập.

0 17.78 20 40 E2 E1 Lượng thải (tấn mỗi năm)

$ (ngàn) 200

160

100

MD MAC1

MAC2

a

b c

d e


Nhưng tiêu chuẩn khắt khe hơn cũng tạo nên khuyến khích khác: khuyến khích chủ thể gây ô nhiễm tìm kiếm sự hỗ trợ từ cơ quan chức năng làm chậm trễ ngày mà tiêu chuẩn có thể áp dụng. Chủ thể gây ô nhiễm có thể sử dụng một phần nguồn lực cho nghiên cứu và phát triển để tác động tới quyền lực chính trị làm chậm trễ việc ban hành tiêu chuẩn khắt khe. Tiêu chuẩn càng khắt khe và ngắn hạn, thì hành động đó càng có khả năng xảy ra hơn. Vì vậy, ép buộc áp dụng công nghệ là một trong những chiến lược không ngụ ý rằng càng chặt chẽ thì càng hiệu lực hơn. Ở mức độ không nhỏ, ngành công nghiệp kiểm soát ô nhiễm lại thực hiện các nghiên cứu và phát triển mới về công nghệ kiểm soát ô nhiễm nhiều hơn chính bản thân công nghiệp gây ô nhiễm. Vì vậy kết luận về tác động khuyến khích của chính sách kiểm soát ô nhiễm đối với đổi mới công nghệ có nghĩa là dự báo những chính sách này sẽ đóng góp như thế nào cho năng suất và sự tăng trưởng của công nghiệp kiểm soát ô nhiễm. Tiêu chuẩn công nghệ làm mất tác dụng theo cách lập luận này, bởi vì nó làm mất đi tác động khuyến khích để các nhà quản lý trong ngành công nghiệp kiểm soát ô nhiễm phát triển ý tưởng mới. Như chúng ta đã thấy về phương diện này tiêu chuẩn phát thải là tốt hơn. Minh chứng cho điều này là đại diện của ngành công nghiệp kiểm soát ô nhiễm thường chấp nhận về mặt chính trị tiêu chuẩn môi trường chặt chẽ hơn; thực ra họ thấy được vận may của ngành công nghiệp của họ gắn chặt trực tiếp với mức độ khắt khe của tiêu chuẩn phát thải do các cơ quan chức năng quy định. KINH TẾ HỌC VỀ CƯỠNG CHẾ Luật kiểm soát ô nhiễm tiêu biểu kết hợp tiêu chuẩn thường yêu cầu giảm phát thải từ mức hiện hành, hoặc áp dụng những công nghệ kiểm soát ô nhiễm được quy định. Khi chúng ta đánh giá các chính sách này dựa trên kết quả mong đợi, chúng ta thường ngầm giả định rằng các hình phạt nêu trong luật là đủ để có được sự tuân thủ hoàn toàn. Nhưng điều đó không bao giờ đúng. Luật kiểm soát ô nhiễm cũng như các luật khác cần có cưỡng chế, và việc này cần đến nguồn lực. Vì các cơ quan cưỡng chế/thi hành thường làm việc trong điều kiện ngân sách hạn chế, cần nhớ rằng cũng luôn có đủ nguồn lực dành cho việc cưỡng chế để đạt được một mức tuân thủ chấp nhận được. Thực ra, ý niệm “chấp nhận được” là chủ đề còn tranh luận. Ví dụ: Ảnh hưởng của chi phí cưỡng chế/thực thi đến tiêu chuẩn Giống như nhiều vấn đề kinh tế và phân bổ tài nguyên khác, cưỡng chế bao hàm một sự đánh đổi giữa nguồn lực dành cho hoạt động này, là hoạt động có chi phí cơ hội, và lợi ích dưới hình thức mức độ tuân thủ cao hơn. Sự đánh đổi này được thể hiện ở Hình 11-6. MAC và MD là không tuyến tính. Hai đường C1 và C2 là đường gộp cả chi phí giảm ô nhiễm biên và chi phí cưỡng chế biên. Chú ý rằng các đường này bắt đầu tại E1, nằm phía trái của mức thải khi không có kiểm soát ô nhiễm, E0. Khi đặt tiêu chuẩn phát thải tại E*, có thể có một số mức độ tuân thủ tự nguyện – trong trường hợp này từ E0 đến E1. Nhưng để đạt giảm thải vượt quá E1 cần có cưỡng chế dứt khoát. Chúng ta thường nghĩ E* là mức phát thải hiệu quả, nhưng khi có chi phí cưỡng chế điều đó không còn đúng nữa. Với chi phí cưỡng chế cao (đường C1) mức phát thải hiệu quả xã hội là E2. Tại điểm này tổng chi phí giảm thải bằng chi phí cưỡng chế (a+b) và chi phí giảm thải (c+d).


Hình 11-6: Kinh tế học về cưỡng chế thực thi chính sách

Chi phí thực thi, được thể hiện bằng đường C1 và C2, là tổng chi phí giảm ô nhiễm biên cộng với chi phí giám sát và cưỡng chế. Chi phí thực thi càng cao thì tiêu chuẩn càng ít khắt khe. Với chi phí thực thi cao (C1), tiêu chuẩn phát thải là E2. Tổng chi phí giảm ô nhiễm bao gồm chi phí cưỡng chế (a+b) và chi phí xử lý là (c+d). Với chi phí thực thi thấp hơn (C2), tiêu chuẩn là khắt khe hơn tại E3.

Công tác cưỡng chế bao gồm nhiều vấn đề: giám sát thiết bị, chuyên môn của nhân viên, hoạt động của hệ thống tòa án v.v. Một trong những yếu tố này thay đổi sẽ làm dịch chuyển đường tổng chi phí; trong hình 11-6 làm dịch chuyển đến đường C2. Điều này làm thay đổi mức thải hiệu quả đến E3, tại điểm này tổng chi phí giảm ô nhiễm sẽ bao gồm chi phí cưỡng chế (e+b) và chi phí xử lý (f+c+d). Khi xem xét chi phí cưỡng chế, vấn đề được đặt ra là nên quy định tiêu chuẩn như thế nào. Tiêu chuẩn càng chặt chẽ thì chi phí cưỡng chế càng cao vì nó đòi hỏi các nguồn gây ô nhiễm thay đổi nhiều hơn. Có thể đạt được tiêu chuẩn ít khắt khe với chí phí cưỡng chế thấp hơn, vì lý do ngược lại. Cơ quan môi trường thường làm việc với ngân sách hạn chế. Trong một số trường hợp có thể đạt được tổng mức giảm thải lớn hơn sử dụng tiêu chuẩn ít khắt khe và dễ thực thi hơn là sử dụng tiêu chuẩn khắt khe đòi hỏi nhiều chi phí giám sát và cưỡng chế. Tuy nhiên cần phải nhấn mạnh rằng tính chất khắt khe của tiêu chuẩn không phải là yếu tố duy nhất ảnh hưởng đến chi phí giám sát và cưỡng chế. Một yếu tố quan trọng trong cưỡng chế là quy mô của các hình phạt trong luật. Phần lớn đạo luật về kiểm soát ô nhiễm môi trường có nêu điều khoản về quy mô hình phạt (hoặc thời hạn tù) có thể áp dụng cho các đối tượng vi phạm nếu họ bị bắt và phát hiện phạm tội. Trong nhiều trường hợp đặc biệt khi luật pháp mới được ban hành, mức phạt thường được quy định quá thấp, thấp hơn cả chi phí xử lý cần thiết để đáp ứng tiêu chuẩn. Trong trường hợp này nhà máy có thể tiết kiệm tiền bằng cách vi phạm. Với hình phạt nhẹ, việc cưỡng chế là rất khó khăn và với hình phạt nặng, việc cưỡng chế sẽ tốn nhiều chi phí hơn. Nếu nguồn gây ô nhiễm đối mặt với khả năng phải trả tiền phạt cao, họ sẽ có động cơ tuân thủ mạnh mẽ hơn. Trong những năm gần đây, hình phạt vì không tuân thủ với quy định môi trường của Canada tăng lên đột ngột, và có bằng chứng cho thấy trừng phạt là đủ để khuyến khích tuân thủ theo luật pháp.

a b

c d

MAC C1 C2 MD

0 E* E3 E2 E1 E0 Chất thải

e

f

$


Tuy nhiên cần phải ghi nhớ các ảnh hưởng nghịch đã thảo luận trước đây: luật pháp đặt mức phạt quá cao sẽ ngăn cản nhà quản lý và tòa án theo đuổi các đối tượng vi phạm một cách mạnh mẽ, bởi vì điều này có thể dẫn đến các trục trặc về kinh tế. Với ngân sách giám sát cưỡng chế hạn chế, nhà chức trách thường phải phụ thuộc vào việc tự giám sát, nghĩa là tự các nguồn gây ô nhiễm lưu giữ sổ sách về dòng phát thải qua thời gian. Điều này cho phép nhà chức trách định kỳ thăm và kiểm toán hồ sơ nghi chép tại mỗi nguồn hoặc thực hiện kiểm tra ngẫu nhiên để đo phát thải. Tần suất kiểm toán và kiểm tra đột xuất thay đổi tùy thuộc vào ngân sách. Tỷ lệ tuân thủ chắc chắn sẽ phụ thuộc vào nguồn lực dành cho giám sát, nhưng vẫn có thể đạt được mức tuân thủ nào đó với việc tự giám sát và kiểm tra ngẫu nhiên. Những người có óc thực tế về chính trị có thể kết luận rằng phương pháp tiêu chuẩn được ưa chuộng bởi vì trong thực tế với ngân sách hạn chế phương pháp này cho phép tuân thủ một phần. Một nét chung của tiêu chuẩn môi trường là chúng được quy định và thực thi bởi nhiều nhóm người khác nhau. Tiêu chuẩn thường được quy định bởi quyền lực trung ương, thực thi thường được tiến hành bởi cơ quan quyền lực địa phương. Ví dụ, tiêu chuẩn chất lượng không khí trong Đạo luật Bảo vệ Môi trường Canada được quy định ở cấp liên bang, nhưng phần lớn thực thi được tiến hành bởi các cơ quan cấp tỉnh. Điều này có một số hàm ý quan trọng. Thứ nhất, tiêu chuẩn được quy định trong điều kiện không xem xét nhiều chi phí thực thi; có ít nhiều giả định rằng chính quyền địa phương sẽ tìm được nguồn lực để thực thi. Tất nhiên, điều này thường không đúng trong thực tế. Một hàm ý khác là tiêu chuẩn có thể linh hoạt hơn nhiều so với ấn tượng ban đầu. Luật được soạn thảo ở cấp quốc gia là rõ ràng và có thể được áp dụng mọi nơi. Nhưng ở cấp địa phương, cơ quan kiểm soát ô nhiễm địa phương có thể linh hoạt hơn khi thực thi tiêu chuẩn do ngân sách hạn chế và áp lực từ những nhóm có lợi ích liên quan ở địa phương (chủ thể gây ô nhiễm). Tiêu chuẩn công nghệ cũng cho phép linh hoạt như vậy trong việc cưỡng chế thực thi. Ở đây chúng ta cần phân biệt tuân thủ ban đầu và tuân thủ tiếp theo. Tuân thủ ban đầu là trường hợp chủ thể gây ô nhiễm lắp đặt thiết bị thích hợp để đáp ứng tiêu chuẩn công nghệ. Để giám sát tuân thủ ban đầu cần có thanh tra đến hiện trường, kiểm tra xem thiết bị đã được lắp đặt chưa, và đảm bảo chắc chắn rằng nó sẽ hoạt động theo đúng điều kiện của tiêu chuẩn. Sau khi khẳng định điều đó, cơ quan quản lý cấp giấy phép hoạt động cho nhà máy. Nhưng điều đó không đảm bảo chắc chắn rằng thiết bị sẽ được tiếp tục vận hành trong tương lai theo các điều khoản trong giấy phép. Nó có thể bị hỏng khi sử dụng, có thể không được bảo dưỡng tốt, nhân viên vận hành trong tương lai có thể không được đào tạo tốt v.v. Vì vậy, nếu không có giám sát thì không có gì đảm bảo rằng nguồn ô nhiễm sẽ tiếp tục tuân thủ. Điều quan trọng cần chú ý khi thảo luận về cưỡng chế là mọi chính sách cần sự giám sát để đảm bảo tuân thủ. Như chúng ta sẽ thấy, các chính sách khác nhau ở mức độ và bản chất của quá trình giám sát. Điều này lại tác động đến chi phí thực thi.


TÓM TẮT Phương pháp quản lý ô nhiễm môi trường phổ biến nhất trong lịch sử là quy định tiêu chuẩn. Được gọi là phương pháp “mệnh lệnh và kiểm soát” bởi vì nhà chức trách sẽ công bố giới hạn nhất định cho chủ thể gây ô nhiễm, và thực thi các giới hạn đó sử dụng các thể chế cưỡng chế thích hợp. Có ba loại tiêu chuẩn chủ yếu: tiêu chuẩn chất lượng môi trường xung quanh, tiêu chuẩn phát thải và tiêu chuẩn công nghệ. Đầu tiên chúng ta đã tập trung thảo luận về việc đặt ra các mức tiêu chuẩn và tiêu chuẩn đồng bộ theo vùng. Một vấn đề hàng đầu khi đặt ra tiêu chuẩn là vấn đề hiệu quả chi phí và nguyên tắc cân bằng biên. Nhiều quy định đã đặt tiêu chuẩn đồng bộ cho tất cả các nguồn phát thải thải ra cùng một loại chất thải. Nhưng kiểm soát ô nhiễm chỉ đạt hiệu quả chi phí khi chi phí giảm ô nhiễm biên của các nguồn khác nhau là bằng nhau. Khi chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau giữa các nguồn, tiêu chuẩn đồng bộ là không hiệu quả chi phí; tiêu chuẩn cá nhân là cần thiết. Chúng ta cũng khảo sát liệu tiêu chuẩn có tạo ra động cơ tìm kiếm cách thức giảm thải tốt hơn không. Tiêu chuẩn phát thải tạo ra động lực tích cực cho chương trình nghiên cứu và phát triển công nghệ kiểm soát ô nhiễm, tuy nhiên chúng ta sẽ thấy rằng những khuyến khích đó là ít hơn so với chính sách khuyến khích kinh tế kiểm soát ô nhiễm, đối tượng của hai chương tiếp theo. Cuối cùng chúng ta thảo luận nội dung rất quan trọng đó là vấn đề cưỡng chế và những phức tạp mà nó đặt ra cho việc kiểm soát ô nhiễm. BÀI TẬP 1. Tìm hai cân bằng hiệu quả xã hội cho hai hàm MD ở Hình 11-3. Giả sử cơ quan kiểm

soát môi trường áp dụng một tiêu chuẩn đồng bộ tại mức phát thải giữa hai mức thải hiệu quả xã hội. Thiệt hại do kiểm soát quá ít ở vùng thành thị và kiểm soát quá mức thiệt hại ở vùng nông thôn là gì?

2. Hãy xem xét ví dụ ở hình 11-4. Giả sử chúng ta quy định một mức giảm thải “công bằng” mà hai nhà máy đều phải tốn tổng chi phí như nhau. Giảm thải cân bằng theo tỷ lệ là bình đẳng hay không theo nghĩa này? Giảm thải có thỏa mãn điều kiện cân bằng biên? Đây có phải là định nghĩa hợp lý về “công bằng”?

3. Xem Hình 11-5, có bao giờ diện tích c có thể lớn hơn diện tích a không? Nói cách khác, anh/chị hãy chứng minh rằng việc thay đổi công nghệ, mà việc thay đổi này làm giảm chi phí thực thi (làm giảm MAC của chủ thể gây ô nhiễm), cuối cùng có thể làm cho người gây ô nhiễm bị thiệt hại hơn so với không có thay đổi công nghệ được không. Giải thích kết quả.

4. Sử dụng Hình 11-5 và những phương trình của các đường trong hình, hãy chỉ ra tác động của loại tiêu chuẩn ép buộc áp dụng công nghệ đến động cơ đầu tư vào các chương trình nghiên cứu và phát triển để giảm chi phí thực thi.


CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Liệt kê và giải thích ba vấn đề đối với tiêu chuẩn công nghệ, sử dụng đồ thị để hỗ trợ

trả lời của bạn.

2. Bạn có thể đề xuất loại tiêu chuẩn nào cho nguồn ô nhiễm phân tán – nonpoint pollution sources (ví dụ thuốc trừ sâu trong sản xuất nông nghiệp), là những nguồn mà chất thải từ mỗi người gây ô nhiễm không thể đo lường được? Giải thích tại sao.

3. Giả sử một cơ quan quản lý môi trường có ngân sách cưỡng chế hạn chế. Từ quan điểm xã hội, có phải là tốt hơn nếu sử dụng ngân sách hạn chế đó để giám sát những nguồn thải lớn và khởi tố họ quyết liệt nếu vi phạm tiêu chuẩn thay vì giám sát tất cả các chủ thể gây ô nhiễm? Hãy bảo vệ quan điểm của bạn.

Người ta đề xuất rằng có thể có công bằng nếu tất cả các quốc gia áp dụng tiêu chuẩn môi trường như nhau. Ví dụ, nếu Hoa Kỳ có tiêu chuẩn cao hơn Canada, Canada có thể sản xuất hàng hóa ô nhiễm cao rẻ hơn, có được lợi thế trên thị trường thế giới, và có thể trở thành nơi tập trung ô nhiễm. Từ những gì đã đề cập trong chương này, anh/chị có đồng ý với đề xuất này không? Từ quan điểm kinh tế, có những thuận lợi và trở ngại gì?


CHƯƠNG 12

THUẾ VÀ TRỢ CẤP PHÁT THẢI Nếu chúng ta muốn xây nhà, chúng ta phải mua vật liệu xây dựng; không người nào có thể cho chúng ta miễn phí. Nếu muốn có kiến trúc sư, thợ mộc làm nhà chúng ta phải thuê họ, họ sẽ không làm việc nếu không được gì cả. Nói cách khác để sử dụng dịch vụ của những người này chúng ta phải trả tiền cho họ. Chúng ta thường làm như vậy bởi vì những dịch vụ và hàng hoá này được mua và bán ở thị trường. Việc trả tiền cho họ khuyến khích chúng ta sử dụng những đầu vào này một cách tiết kiệm và hiệu quả tối đa có thể được. Cách tiếp cận khuyến khích kinh tế khi lập chính sách môi trường cũng hoạt động theo cách như vậy. Cho tới thời gian gần đây người ta đã có thể sử dụng dịch vụ tiếp nhận chất thải của môi trường mà không phải trả tiền, điều này không khuyến khích họ nghĩ về hậu quả môi trường cũng như không tiết kiệm trong việc sử dụng những tài nguyên môi trường này. Phương pháp khuyến khích kinh tế nhằm thay đổi tình hình này. Có hai loại chính sách khuyến khích dựa vào thị trường: (1) thuế và trợ cấp và (2) giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng. Cả hai đều đòi hỏi người quản lý triển khai và giám sát kết quả, vì vậy chúng ít phân quyền hơn so với luật nghĩa vụ pháp lý hoặc để cho các bên thỏa thuận về mức ô nhiễm. Người quản lý quy định mức giá cho ô nhiễm qua thuế hoặc trợ cấp và quy định khối lượng phát thải cho phép với giấy phép thải có thể chuyển nhượng. Với công cụ giấy phép, thị trường sẽ quyết định giá ô nhiễm. Với mỗi chính sách, chủ thể gây ô nhiễm tự quyết định lượng ô nhiễm sẽ thải dựa trên giá ô nhiễm mà họ phải trả. Hiện nay ở Canada việc sử dụng công cụ khuyến khích kinh tế còn hạn chế, chính phủ đang dự định sử dụng chúng rộng rãi hơn. Ở Hoa kỳ, luật môi trường đã bắt đầu đưa vào nhiều loại hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng. Các quốc gia khác, đặc biệt là châu Âu, lệ thuộc nhiều vào các chương trình thuế phát thải. Chương này sẽ khảo sát yếu tố kinh tế của thuế và trợ cấp phát thải; Chương 13 sẽ đề cập phương pháp sử dụng giấy phép phát thải có chuyển nhượng. Các nhà kinh tế học từ lâu đã ủng hộ ý tưởng đưa các chính sách khuyến khích kinh tế nhiều hơn vào các chính sách về môi trường. 56 Những chính sách này có thể đóng vai trò giúp cho các chính sách về môi trường trở nên sắc sảo hơn trong nhiều trường hợp, cũng như giúp làm tăng đáng kể tính hiệu quả về chi phí của các chính sách này. Nhưng chúng ta cũng cần phải nhớ một điều đã được đề cập đến trước đây: Khó có một chính sách riêng lẻ nào có thể được coi là chính sách tốt nhất trong mọi trường hợp. Các chính sách dựa trên động cơ khuyến khích kinh tế cũng không nằm ngoài quy luật đó. Chúng có những mặt mạnh và cũng có những mặt yếu. Những mặt mạnh thì đủ mạnh để khuyến khích người ta trông cậy vào chúng trong nhiều trường hợp. Nhưng cũng có nhiều vấn đề về môi trường mà chúng tỏ ra không hữu ích bằng các phương pháp giải quyết khác.

56 Vào những năm 1930 một nhà kinh tế học đã nhấn mạnh vai trò của thuế như là một phương pháp nội hóa ngoại tác là A.C. Pigou. Từ đó thuế môi trường thường được gọi là thuế Pigou.


THUẾ PHÁT THẢI Phương pháp đơn giản nhất dựa trên động cơ khuyến khích kinh tế để kiểm soát việc xả một loại chất thải nào đó là cho phép một cơ quan quản lý công cộng đưa ra những khuyến khích về mặt tài chánh để thay đổi việc xả chất thải đó. Có thể làm được điều này bằng hai cách: bằng cách đánh thuế mỗi đơn vị phát thải hoặc trợ cấp cho mỗi đơn vị chất thải được cắt giảm. Trước hết chúng ta hãy xem xét đến thuế phát thải, đôi khi còn được gọi là “phí phát thải”. Thuế phát thải ngụ ý rằng chủ thể gây ô nhiễm có thể thải bất kỳ khối lượng chất thải bị đánh thuế nào họ muốn, nhưng họ phải trả thuế cho mỗi đơn vị phát thải (ví dụ, tấn). Ví dụ, một số chính phủ chấu Âu đánh thuế hàm lượng cácbon của nhiên liệu để giảm thải khí CO2 và cải thiện vấn đề nóng lên toàn cầu. Khi thực thi thuế phát thải tác nhân xả thải phải trả tiền cho dịch vụ môi trường – vận chuyển, pha loãng, và phân huỷ – giống như họ phải trả tiền cho các đầu vào khác hoặc hàng hoá họ sử dụng. Mỗi khi ô nhiễm được “định giá” bởi thuế, những ai phát thải sẽ có động cơ thải ít hơn; có nghĩa là bảo tồn việc sử dụng dịch vụ môi trường của họ. Họ làm điều này bằng cách nào? Bằng bất cứ cách nào mà họ muốn (trong khuôn khổ hợp lý). Điều này nghe có vẻ như đùa bỡn nhưng thực tế chính nó lại là ưu điểm của kỹ thuật này. Bằng cách để cho các đối tượng gây ô nhiễm được tự do quyết định cách nào tốt nhất để làm giảm việc xả chất thải, loại hình chính sách này nhằm sử dụng ngay chính năng lực và óc sáng tạo cũng như lòng mong muốn tối thiểu hóa chi phí của các công ty để tìm ra cách ít tốn kém nhất để cắt giảm chất thải. Có thể áp dụng kết hợp nhiều phương án như xử lý, thay đổi quy trình sản xuất nội bộ, thay đổi các nhập lượng, tái chế, chuyển qua hướng tạo ra những sản phẩm bớt gây ô nhiễm hơn

Cốt lõi của phương pháp thuế là tạo ra động cơ khuyến khích kinh tế để chính các đối tượng gây ô nhiễm tự tìm phương cách tốt nhất nhằm cắt giảm mức phát thải, thay vì để các giới chức ở cấp trung ương quyết định việc này cần phải được thực hiện như thế nào.

Kinh tế học cơ bản về thuế phát thải Hoạt động chính của thuế phát thải được mô tả ở Hình 12-1. Những con số đề cập một nguồn thải một chất gây ô nhiễm có đường chi phí giảm ô nhiễm biên MAC = 200 – 4E. Giả sử người quản lý quy định mức thuế 100$/tấn/tháng. Bảng ở phía trên trình bày phân tích bằng số, trong khi đó phía dưới thể hiện thông tin này bằng đồ thị. Cột thứ hai thể hiện chi phí giảm ô nhiễm biên (MAC) và cột thứ 3 thể hiện tổng chi phí giảm ô nhiễm (TAC) ở mỗi mức phát thải. Hai cột cuối thể hiện tổng tiền thuế hàng tháng mà nhà máy phải trả ở những mức ô nhiễm khác nhau và tổng chi phí thực thi tư nhân.

Tổng chi phí tư nhân của việc thực thi thuế phát thải là tổng của chi phí giảm ô nhiễm và tiền thuế của chủ thể gây ô nhiễm.

Như chúng ta sẽ thấy, những chi phí này không giống như chi phí xã hội. Tổng chi phí tối thiểu 3.750$ đạt được tại mức phát thải 25 tấn mỗi tháng. Có thể thấy lôgíc đằng sau vấn đề này bằng cách xem xét chi phí giảm ô nhiễm biên. Nếu không có quy định, chủ thể gây ô nhiễm thải E0=50 tấn mỗi tháng và trả tiền thuế 5.000$ (50 tấn nhân 100$); nếu chủ thể gây ô nhiễm giảm thải tới mức 45 tấn, chi phí giảm ô nhiễm tăng 50$, nhưng tiền thuế tiết kiệm được là 500$. Theo lôgic này, có thể cải thiện kết quả bằng cách tiếp tục giảm thải chừng nào thuế suất còn lớn hơn chi phí giảm ô nhiễm biên. Nguyên tắc nhà máy tuân theo


là: giảm thải đến khi chi phí giảm ô nhiễm biên bằng thuế suất. Điều này được thể hiên bằng đồ thị ở phần dưới hình 12-1. Nhắc lại

Chủ thể gây ô nhiễm tối thiểu hoá tổng chi phí tư nhân của họ bằng cách giảm thải tới khi thuế suất bằng chi phí giảm ô nhiễm biên.

Hình 12-1: Khái niệm kinh tế học cơ bản của thuế phát thải

Phát thải (tấn/tháng)

Chi phí giảm ô nhiễm biên ($)

Tổng chi phí giảm ô nhiễm

Tổng tiền thuế hàng tháng

Tổng chi phí của chủ thể gây ô

nhiễm ($) 50 0 0 5000 5000 45 20 50 4500 4550 40 40 200 4000 4200 35 60 450 3500 3950 30 80 800 3000 3800 25 100 1250 2500 3750 20 120 1800 2000 3800 15 140 2450 1500 3950 10 160 3200 1000 4200 5 180 4050 500 4550 0 200 5000 0 5000

Đánh thuế phát thải 100$ mỗi tấn chất thải mỗi tháng. Bảng trên cho thấy chi phí giảm ô nhiễm biên và tổng chi phí giảm ô nhiễm, tiền thuế, và tổng chi phí. Tổng chi phí giảm ô nhiễm là nhỏ nhất ở mức thải là 25 tấn mỗi tháng. Điều đó được thể hiện bằng đồ thị tại điểm đường thuế cắt đường MAC. Diện tích a là tiền thuế; diện tích b là tổng chi phí giảm ô nhiễm.

Sau khi chủ thể gây ô nhiễm giảm mức phát thải đến 25 tấn mỗi tháng, tổng tiền thuế (hàng tháng) là 2.500$. Chi phí giảm ô nhiễm hàng tháng là 1.250$. Trên đồ thị, tổng chi phí giảm ô nhiễm tương ứng diện tích phía dưới hàm MAC, ký hiệu là b ở trên sơ đồ. Tổng tiền thuế bằng lượng phát thải nhân với thuế suất, hoặc diện tích hình tam giác ký hiệu là a. Như vậy tổng chi phí tư nhân là diện tích (a+b). Giả sử chủ thể gây ô nhiễm là một nhà máy. Tại sao nhà máy không thể không quan tâm đến thuế, tiếp tục gây ô nhiễm như đã từng làm, và chuyển thuế cho người tiêu dùng dưới hình thức giá cao hơn? Nếu nhà máy phát thải 50 tấn, tổng chi phí của nhà máy là 5.000$ mỗi tháng, bao gồm toàn bộ tiền thuế. Như vậy là cao hơn nhiều so với 3.750$ mà nhà máy có thể đạt được bằng cách giảm thải tới mức 25 tấn mỗi tháng. Nếu hoạt động trong môi trường cạnh tranh hoàn hảo, nhà máy tồn tại bằng cách tối đa hóa lợi nhuận. Do đó để tối

0 25 50 Phát thải E0 (tấn/tháng)

$ 200

Thuế/tấn =100

MAC

b a


đa hóa lợi nhuận, nhà máy phải làm mọi cách để tối thiểu hóa tổng chi phí, bao gồm cả thuế phát thải. Phản ứng của nhà máy phụ thuộc vào nhiều yếu tố. Thuế càng cao giảm phát thải càng nhiều và ngược lại. Trong ví dụ của hình 12-1, mức thuế 50$ làm nhà máy giảm đến mức 37,5 tấn/tháng, trong khi mức thuế 180$ làm giảm phát thải tới 5 tấn/tháng. Cũng vậy, hàm số chi phí giảm ô nhiễm biên càng dốc, phát thải giảm càng ít khi có thuế. Chúng ta sẽ quay lại vấn đề này ở phần dưới đây. Tuy nhiên cũng phải thấy rằng nếu nhà máy không hoạt động trong thị trường cạnh tranh hoàn hảo, thuế sẽ không hoạt động theo cách chúng ta đã phân tích. Cũng vậy, những nhà máy bán sản phẩm của mình trên thị trường quốc tế và cạnh tranh với những đối thủ không phải trả thuế môi trường không thể nào chuyển một phần thuế sang người tiêu thụ. Thuế và tiêu chuẩn phát thải So sánh công cụ thuế và công cụ tiêu chuẩn phát thải. Với thuế, tổng chi phí của công ty là 3.750$. Giả sử thay vào đó, nhà chức trách ban hành một tiêu chuẩn phát thải quy định công ty phải giảm phát thải xuống tới mức 25 tấn/tháng. Trong trường hợp này, tổng chi phí của công ty chỉ là 1,250$ cho phần giảm ô nhiễm. Do đó, hệ thống thuế cuối cùng lại gây ra nhiều chi phí cho công ty hơn công cụ tiêu chuẩn. Với công cụ tiêu chuẩn, công ty có cùng mức chi phí giảm ô nhiễm như với công cụ thuế nhưng vẫn sử dụng miễn phí dịch vụ môi trường, trong khi với hệ thống thuế, công ty phải trả tiền cho dịch vụ môi trường này. Trong khi các công ty gây ô nhiễm thích công cụ tiêu chuẩn hơn thuế phát thải, có lý do để ta thấy rằng tại sao xã hội lại thích công cụ thuế hơn công cụ tiêu chuẩn. Mức thuế hiệu quả xã hội Trong tình trạng có cạnh tranh, mức thuế đánh càng cao thì phát thải giảm càng nhiều, nhưng cụ thể là cần phải định ra một mức thuế cao đến bao nhiêu? Nếu chúng ta biết hàm thiệt hại biên và hàm giảm ô nhiễm biên, câu trả lời sẽ là định mức thuế sao cho có được mức phát thải hiệu quả, như có thể thấy ở Hình 12-2. Chúng ta thêm hàm thiệt hại biên MD = 4E vào cùng với đường MAC trong hình 12-1. Cho MD bằng MAC ta có thuế suất hiệu quả xã hội là 100$/tấn. Nếu nhà chức trách biết thông tin của cả hai hàm số này thì có thể tính được mức thuế trên mỗi đơn vị phát thải. Chi phí thực thi của chính sách thuế là bao nhiêu? Chúng ta phải phân biệt chi phí tư nhân và chi phí xã hội. Chúng ta đã định nghĩa chi phí thực thi tư nhân, bằng tổng chi phí giảm ô nhiễm cộng tiền thuế. Trong hình 12-2, chi phí tư nhân là diện tích e cộng diện tích (a+b+c+d). Nhưng chi phí thực thi tư nhân không đại diện cho chi phí nguồn lực xã hội phải gánh chịu khi áp dụng chính sách thuế. Chúng ta quan tâm đến chi phí xã hội

Chi phí thực thi xã hội chỉ bao gồm những nguồn lực cần thiết để đạt mục tiêu môi trường; nghĩa là không bao gồm tiền thuế.

Thuế thực sự là khoản thanh toán chuyển giao, là khoản thanh toán các tác nhân gây ô nhiễm trả cho khu vực công và cuối cùng là cho xã hội, những người thụ hưởng lợi ích từ chi tiêu công. Người gây ô nhiễm cũng có thể là người thụ hưởng những lợi ích này. Do đó khoản thanh toán chuyển giao không phải là chi phí xã hội của chính sách. Như vậy chi phí thực thi xã hội là diện tích e, là tổng chi phí giảm ô nhiễm của người gây ô nhiễm. Xã hội cũng quan tâm đến lợi ích xã hội ròng của chính sách thuế.


Lợi ích xã hội ròng của một chính sách được định nghĩa là tổng thiệt hại giảm được trừ chi phí thực thi xã hội

Hình 12-2: Thuế phát thải hiệu quả xã hội

Ví dụ: Tính toán lợi ích xã hội ròng trong hình 12-2

Các bước thực hiện như sau:

1. Tính tổng thiệt hại giảm được.

Tổng thiệt hại giảm được chính là diện tích dưới đường MD giới hạn bởi mức phát thải ban đầu và mức phát thải hiệu quả xã hội, E*.

Đây là diện tích (e + f) = 3.750$.

2. Tính tổng chi phí giảm ô nhiễm.

TAC = diện tích e = 1.250$.

3. Tính lợi ích xã hội ròng.

Lợi ích xã hội ròng = Tổng thiệt hại giảm được trừ tổng chi phí giảm ô nhiễm. Lợi ích xã hội ròng = diện tích (e + f) trừ diện tích e = 2.500$. Chúng ta có thể so sánh lợi ích xã hội ròng của thuế phát thải với tiêu chuẩn phát thải tại mức phát thải hiệu quả xã hội, 25 tấn/tháng. Lợi ích xã hội ròng của công cụ tiêu chuẩn bằng với lợi ích xã hội ròng của công cụ thuế tại cùng một mức phát thải. Sự khác biệt nằm ở tác động lên người gây ô nhiễm. Giảm phát thải từ E0 = 50 đến E* = 25 tấn mỗi tháng làm giảm thiệt hại xuống còn (e + f). Thiệt hại cón lại là (b + d), là khoản chi phí ít hơn khoản tiền công ty trả thuế. Điều này khẳng định ý tưởng thuế phát thải dựa trên quyền sử dụng tài nguyên môi trường, chứ không phải dựa trên khái niệm đền bù. Nhưng cũng có nhiều người phê phán loại thuế

0 25 50 Phát thải E0 (tấn/tháng)

$ 200

MAC

e a

b

c

d

f

MD

100

E* 10 E1

Cân bằng hiệu quả xã hội đạt được với mức thuế bằng 100$/tấn. Đây là mức “giá” mà MD = MAC. Chi phí thực thi tư nhân là tổng tiền thuế phải trả, diện tích (a+b+c+d), cộng với tổng chi phí giảm ô nhiễm, là diện tích e. Tổng chi phí thực thi xã hội là TAC. Lợi ích ròng của công cụ thuế là tổng thiệt hại mất đi, diện tích (e+f) trừ TAC, là diện tích f.


đồng nhất như thế này (một thuế suất cho tất cả các mức phát thải) bởi vì loại thuế này thường dẫn đến tổng tiền thuế của công ty lớn hơn thiệt hại họ gây ra. Cách giải quyết thường là xây dựng chính sách thuế phát thải hai phần. Một số mức phát thải ban đầu sẽ không chịu thuế và chúng ta chỉ đánh thuế đối với những mức phát thải vượt ngưỡng. Ví dụ trong hình 12-2, chúng ta có thể cho phép mức phát thải của công ty E1=10 tấn không phải chịu thuế, và áp dụng mức thuế suất 100$/tấn đối với bất kỳ tấn phát thải nào trên mức 10 tấn. Cách này cũng làm công ty có động lực giảm thải xuống mức E*, nhưng tổng số tiền trả thuế chỉ là (c+d). Tổng chi phí giảm ô nhiễm biên, và tổng thiệt hại tại mức E* đơn vị phát thải vẫn như cũ. Làm thế nào để định được mức thuế cần phải thu nếu các nhà quản lý kiểm soát không biết được hàm thiệt hại biên? Chúng ta biết rằng việc xả thải có liên quan đến chất lượng môi trường xung quanh. Nói chung, mức độ chất thải xả ra càng ít thì độ tích tụ chất gây ô nhiễm trong môi trường xung quanh càng thấp. Vì thế một chiến lược khả dĩ là định ra một mức thuế và rồi theo dõi chặt chẽ xem nó có ảnh hưởng gì đối với việc cải thiện mức độ chất lượng môi trường xung quanh. Chúng ta sẽ phải chờ đợi đủ lâu để cho các cơ sở có đủ thời gian phản ứng lại với khoản thuế đó. Nếu chất lượng môi trường xung quanh không được cải thiện nhiều như mong muốn thì cứ tăng mức thuế lên; còn nếu chất lượng môi trường xung quanh được cải thiện nhiều hơn mức được cho là thích hợp thì giảm mức thuế xuống. Đó là một qua trình thực hiện những phỏng định liên tiếp nhau để tìm ra một mức thuế chất thải đúng đắn về lâu về dài. Tuy nhiên các nhà làm chính sách cần phải khuyến cáo người gây ô nhiễm rằng thuếu suất có thể thay đổi. Để phản ứng lại một khoản thuế, các đối tượng gây ô nhiễm thường đầu tư vào một loạt những thiết bị kiểm soát ô nhiễm khác nhau, nhiều khi cần đến những khoản chi phí ban đầu khá lớn. Quá trình đầu tư này sẽ bị xáo động đáng kể nếu, chẳng bao lâu sau, giới chức hữu trách lại xoay qua một mức thuế mới. Xác định thuế suất có thể biến thành chuyện chính trị. Thay vì đặt kế hoạch thực hiện những điều chỉnh kế tiếp nhau, các nhà hoạch định chính sách có lý do để cảm thấy cần phải quyết định một mức thuế đúng đắn ngay từ đầu. Chúng ta không thể áp dụng cách này với công cụ tiêu chuẩn. Chương 14 sẽ khảo sát kỹ vấn đề này. Thuế phát thải và hiệu quả chi phí Có lẽ luận điểm mạnh mẽ nhất ủng hộ cho một chính sách thuế phát thải là luận điểm dựa trên những tác động của nó đến tính hiệu quả, đặc biệt trong việc kiểm soát một lúc nhiều nguồn xả thải theo hướng thỏa mãn được nguyên tắc cân bằng biên. Nếu áp dụng cùng một mức thuế cho các nguồn gây ô nhiễm khác nhau với những hàm chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau, và mỗi nguồn này cắt giảm mức chất thải của mình cho đến khi chi phí giảm ô nhiễm biên bằng với mức thuế phải đóng, thì khi đó chi phí giảm ô nhiễm biên của các nguồn sẽ tự động đi đến chỗ cân bằng nhau.

Ấn định một mức thuế phát thải sẽ tự động thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên bởi vì tất cả nguồn xả thải sẽ đặt mức thuế bằng với đường MAC của họ. Các đường MAC của các nguồn sẽ cân bằng.

Điều này được trình bày ở Hình 12-3. Ở đây chúng ta giả định rằng có hai nguồn xả một loại chất thải cụ thể nào đó, tạm gọi là nhà máy H và nhà máy L. Cũng giả định rằng lượng chất thải sau khi được xả ra từ hai nguồn này đã hòa lẫn đồng nhất vào nhau, vì thế chất thải của hai nguồn đều gây thiệt hại như nhau đối với vùng chịu tác động ở cuối nguồn gió hay nguồn nước. Chi phí giảm ô nhiễm biên của hai nguồn cũng giống như mức chúng ta sử dụng ở hình 11-4 trong chương 11. Ấn định một mức thuế là 200$/kg chất thải cho mỗi


nguồn với giả sử các nhà lập chính sách tính được đường MD và đặt mức thuế tương ứng. Nhà máy H sẽ giảm lượng phát thải xuống còn 80kg/tháng, còn nhà máy L sẽ giảm xuống còn 20kg/tháng. Chi phí giảm ô nhiễm biên của hai nhà máy sẽ bằng nhau vì thuế đã trở thành giá ẩn của ô nhiễm và giá này thì bằng nhau đối với cả hai nguồn. Lượng chất thải giảm tổng cộng là 100kg/tháng, và là mức được tự động phân bổ giữa hai nhà máy dưới tác động của thuế phát thải theo nguyên tắc cân bằng biên. Để ý kỹ rằng thuế phát thải đã dẫn đến việc nhà máy H cắt giảm mức phát thải hơn 83% trong khi nhà máy L chỉ giảm có 33% mà thôi. Thuế phát thải dẫn đến việc cắt giảm theo một tỷ lệ cao hơn ở những nhà máy có chi phí giảm ô nhiễm biên thấp hơn. Ngược lại, những nhà máy có đường chi phí giảm ô nhiễm biên dốc hơn sẽ cắt giảm theo tỷ lệ ít hơn. Mức thuế càng cao thì mức chất thải được cắt giảm càng nhiều. Thực ra, nếu mức thuế được tăng lên đến khoảng trên 250$/kg, nhà máy L sẽ hoàn toàn dừng xả loại chất thải này. Với mức thuế cao hơn, khoảng 600$/kg, nhà máy H sẽ giảm phát thải xuống bằng 0. Một mức thuế duy nhất, nếu áp dụng cho các nhà máy khác nhau, sẽ làm những nhà máy có chi phí giảm ô nhiễm biên tăng chậm hơn giảm phát thải nhiều hơn những nhà máy có cho phí giảm ô nhiễm biên tăng nhanh. Vì các nhà máy phải trả cùng một mức thuế, họ sẽ có tổng chi phí giảm ô nhiễm và số tiền thuế phải đóng khác nhau. Ở hình 12-3 tiền thuế của nhà máy H (16.000$) lớn hơn rất nhiều tiền thuế của nhà máy L (4.000$). Thuế phát thải và tiêu chuẩn Làm thế nào để so sánh thuế với công cụ tiêu chuẩn cũng có cùng mục tiêu giảm lượng phát thải xuống còn 100kg/tháng? Các nhà lập chính sách thiết lập các khoản cắt giảm phát thải tỷ lệ cho từng nguồn; mỗi nguồn chỉ được phép phát thải không quá 50kg/tháng. Tại mức tiêu chuẩn này, chi phí giảm ô nhiễm biên của mỗi nhà máy khác nhau. Bảng dưới đây so sánh chi phí thực thi xã hội (tổng chi phí giảm ô nhiễm) của công cụ thuế và công cụ tiêu chuẩn đồng nhất.

Chi phí thực thi xã hội ($/tháng) Tiêu chuẩn đồng nhất

(50kg/tháng cho mỗi nguồn) Thuế phát thải

(200$/kg) Nguồn L 4.900 10.000 Nguồn H 12.250 4.000 Tổng chi phí 17.150$ 14.000$

Chúng ta hãy để ý xem các con số tổng cộng khác nhau ra sao. Tổng chi phí giảm ô nhiễm biên của công cụ tiêu chuẩn đồng nhất cao hơn tổng chi phí giảm ô nhiễm của công cụ thuế phát thải là 22,5%. Đơn giản là do công cụ tiêu chuẩn đồng nhất vi phạm nguyên tắc cân bằng biên ; công cụ này đòi hỏi việc cắt giảm theo tỷ lệ đồng đều như nhau bất chấp độ cao và hình dạng của đường biểu diễn hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của mỗi nhà máy. (Câu hỏi: Chi phí thực thi xã hội của công cụ thuế và tiêu chuẩn cho từng nguồn trong trường hợp này lá gì ?) Đây chỉ là những con số minh họa. Trong những chương sau chúng ta sẽ thấy rằng trong thực tế kiểm soát ô nhiễm, sự khác biệt này thường còn lớn hơn nhiều.


Hình 12-3: Thuế phát thải là hiệu quả chi phí

Tóm lại

khi MAC của các nguồn phát thải khác nhau, với cùng một mức mục tiêu phát thải, chi phí thực thi xã hội của thuế luôn thấp hơn chi phí của công cụ tiêu chuẩn đồng nhất bởi vì công cụ thuế là hiệu quả chi phí còn tiêu chuẩn đồng nhất thì không.

Thuế và tiêu chuẩn còn khác nhau ở điểm

Thuế phát thải là hiệu quả chi phí ngay cả khi cơ quan quản lý không nắm được gì về chi phí giảm ô nhiễm biên của bất kỳ nguồn phát thải nào.

Điều này tương phản rõ rệt với công cụ tiêu chuẩn phát thải, là phương pháp giải quyết đòi hỏi cơ quan hữu trách phải biết đích xác chi phí giảm ô nhiễm biên của mỗi nhà máy mới có thể có được một chương trình hiệu quả chi phí hoàn toàn. Theo phương pháp đánh thuế phát thải thì yêu cầu duy nhất là các cơ sở phải trả cùng một khoản thuế và phải tối thiểu hóa chi phí cho việc này. Sau khi mỗi cơ sở đã điều chỉnh mức chất thải của mình cho phù hợp với chi phí giảm ô nhiễm biên (chúng ta có thể kỳ vọng là các cơ sở biết rõ chi phí của mình), họ sẽ đều xả thải ở các mức độ thích hợp thỏa mãn được nguyên tắc cân bằng biên. Thuế phát thải và chất thải hỗn hợp không đồng nhất Cho đến nay chúng ta phân tích dựa trên giả định rằng chất thải xả ra từ tất cả các nguồn đều hòa lẫn đồng nhất với nhau, nghĩa là, chất thải xả ra từ một nguồn nào đó thì có cùng một tác động biên đến chất lượng môi trường xung quanh như chất thải xả ra từ tất cả các nguồn khác. Trên thực tế điều này không phải lúc nào cũng xảy ra. Thường thì tình trạng sẽ giống như những gì được miêu tả ở biểu đồ 12-4, mặc dù dĩ nhiên phức tạp hơn. Ở đây chúng ta có hai nguồn gây ô nhiễm, cả hai đều có cùng MAC. Nguồn A thì ở xa trung tâm dân cư gấp đôi nguồn B. Điều này có nghĩa là chất thải từ nguồn A xả ra không gây nên nhiều tác hại đến khu vực đô thị như nguồn B. Nếu hai nguồn này thải chất thải xuống một con sông chảy về một thành phố, chất thải từ nguồn A có nhiều thời gian để phân hủy và

$

600

500

400

300

200

100

0

Thuế trên mỗi kg

Mức thuế đồng nhất 200$/kg cacbon mônôxít là hiệu quả chi phí. Cả 2 nhà máy đều đặt mức thuế bằng với đường MAC của họ. Nhà máy H giảm phát thải xuống còn 80kg; nhà máy L giảm còn 20kg/tháng.

20 40 60 80 100 120 Khí cacbon mônôxit (kg mỗi tháng)

MACL

MACH


đưa đến ít tác hại về môi trường hơn chất thải từ nguồn B. Hay nếu đây là chuyện ô nhiễm không khí, nguồn A ở ngược xa về hướng đầu nguồn gió hơn nguồn B, và vì thế có nhiều thời gian cho khí thải từ nguồn này phát tán đi và tan loãng ra hơn là khí thải từ nguồn B. Ngoài lý do khác biệt về vị trí của nguồn phát thải, có thể có những lý do khác dẫn đến việc có những tác động môi trường khác nhau. Chẳng hạn các cơ sở có thể xả chất thải vào những lúc khác nhau trong năm khi gió thổi không giống nhau. Việc nghiên cứu vấn đề địa điểm cho phép chúng ta khảo sát được vấn đề chung về việc xả chất thải không đồng nhất. Trong trường hợp này, một khoản thuế phát thải duy nhất áp dụng cho cả hai nguồn sẽ không thể hoàn toàn hiệu quả được. Một khoản thuế duy nhất chỉ có thể giải quyết vấn đề khác biệt về chi phí giảm ô nhiễm biên, chứ không thể giải quyết vấn đề khác biệt về mức độ thiệt hại từ các nguồn phát thải khác nhau. Ở hình 12-4, cắt giảm một đơn vị chất thải từ nhà máy B sẽ cải thiện được chất lượng môi trường (giảm được các thiệt hại môi trường) ở vùng đô thị lân cận nhiều hơn là việc cắt giảm cũng một đơn vị chất thải đó ở nhà máy A, và thực tế này cần phải được tính đến khi ấn định các mức thuế phát thải. Giả sử việc cắt giảm chất thải ở nguồn B có hiệu quả gấp đôi về giảm thiệt hại so với việc cắt giảm ở nguồn A. Điều này trên thực tế có nghĩa là mức thuế phát thải mà nguồn B trả phải cao gấp đôi mức thuế mà nguồn A trả.57 Như thế, sau khi đã điều chỉnh các mức thuế, chi phí giảm ô nhiễm biên của nguồn B sẽ gấp đôi chi phí tương ứng của nguồn A. Tuy nhiên, mức giảm thiệt hại tính trên mỗi đồng đôla bỏ ra để cắt giảm chất thải sẽ bằng nhau giữa hai nguồn. Hình 12-4: Phát thải không đồng nhất

Lôgíc của phần bàn luận ở trên có vẻ như cho ta một kết luận rằng trong những trường hợp như vậy chúng ta phải đánh thuế phát thải mỗi nguồn mỗi khác. Để làm được điều này chúng ta phải biết tầm mức quan trọng tương đối của chất thải từ mỗi nguồn tác động đến chất lượng môi trường xung quanh. Điều này cũng tương tự như vấn đề của chương 11, nghĩa là mỗi tiêu chuẩn phải dựa trên hệ số truyền của nguồn phát thải. Thế nhưng tìm ra được đích xác những khác biệt tương đối đó sẽ là một công việc khó khăn, và công tác

57 Khái niệm chuyên môn đề cập ở đây được gọi là “hệ số truyền”. Hệ số truyền là một con số cho biết chất thải xả ra từ một nguồn nào đó có ảnh hưởng như thế nào đến chất lượng môi trường xung quanh ở một địa điểm cụ thể nào khác. Trong ví dụ đơn giản ở hình 12-4, giả sử một tấn khí SO2 từ nguồn B xả ra làm tăng nồng độ khí SO2 ở vùng dân cư lân cận lên thêm 0.1 ppm. Như thế một tấn khí thải từ nguồn A sẽ làm tăng nồng độ khí thải này lên thêm 0.05 ppm trong môi trường xung quanh (giả sử rằng tác động của việc xả chất thải hoàn toàn tỷ lệ với khoảng cách). Nếu hệ số truyền của nguồn B là 1, và của nguồn A là 0.5, thì mức thuế dành cho A chỉ phải bằng một nửa mức thuế dành cho B.

Nguồn A Nguồn B Trung tâm dân cư (thiệt hại)

Khoảng cách (B)

Khoảng cách (A) = 2 khoảng cách (B)

Hướng gió/nước

Phát thải từ nguồn A có ít tác động đến chất lượng môi trường xung quanh của trung tâm dân cư hơn phát thải từ nguồn B.


quản lý thuế phát thải riêng cho từng đối tượng cũng khó khăn không kém. Có lẽ câu trả lời tốt nhất cho vấn đề này là thiết lập chương trình được gọi là đánh thuế phát thải theo vùng. Với cách này các cơ quan quản lý sẽ phân chia một địa bàn ra thành những vùng riêng rẽ, và con số các vùng trên thực tế sẽ tùy thuộc vào hoàn cảnh riêng của mỗi trường hợp. Trong mỗi vùng cơ quan hữu trách sẽ đánh cùng một mức thuế cho tất cả các nguồn gây ô nhiễm ở đó, trong khi các vùng khác nhau sẽ phải chịu những mức thuế khác nhau. Các nguồn phát thải được nhóm vào chung một vùng dựa trên tác động của chất thải đến chất lượng môi trường xung quanh. Chẳng hạn hình 12-5 cho thấy lược đồ một con sông với hàng chục nguồn xả chất thải khác nhau và một khu vực đô thị ở đó người ta đặt ra các định mức chất lượng nước và tiến hành đo lường chất lượng nước. Có mười nguồn xả thải phía đầu nguồn nằm trải dọc con sông cách khu vực đô thị từ gần tới xa và hai nguồn nằm dưới hạ lưu. Mỗi nguồn có tác động khác nhau đến chất lượng nước đo được tại trạm quan trắc, và chương trình giảm thải đạt hiệu quả chi phí hoàn toàn phải tính đến yếu tố này bên cạnh yếu tố chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau. Nhưng chi phí quản lý sẽ rất cao nếu chúng ta áp dụng các mức thuế khác nhau cho các nguồn khác nhau. Trong trường hợp này chúng ta quay trở lại với thuế phát thải theo vùng. Đầu tiên chúng ta xác định các vùng khác nhau dọc theo sông sau đó áp dụng cùng một mức thuế cho tất cả các nguồn trong cùng một vùng nhưng mức thuế khác nhau cho các nguồn ở khác vùng. Như vậy mỗi vùng sẽ gồm những nguồn phát thải có tác động đến chất lượng nước đo được tại trạm quan trắc tương đương nhau. Ví dụ bốn vùng ở thượng nguồn được vẽ phác họa như trong hình 12-5. Ba nguồn ô nhiễm trong vùng 1 sẽ phải đóng cùng một mức thuế, và bốn nguồn trong vùng 2 cũng vậy v.v. Các nguồn 11 và 12 nằm ở hạ lưu so với vị trí của khu vực đô thị do đó có thể sẽ không bị đánh thuế. Dĩ nhiên, đây chỉ là một sơ đồ đơn giản hóa để minh họa cho ý tưởng cơ bản; trong thực tế, rất có thể các nguồn ở hạ lưu cũng gây ra thiệt hại. Bằng cách áp dụng hệ thống phân vùng chúng ta phần nào có thể giảm nhẹ gánh nặng hành chính trong khi vẫn xem xét đến những khác biệt về vị trí của những nhóm nguồn ô nhiễm khác nhau. Hình 12-5: Thuế phát thải theo vùng

Thuế phát thải và động cơ khuyến khích đổi mới công nghệ

Khu vực đô thị

Vùng 1 Vùng 2 Vùng 3 Vùng 4

1

2

3

6 4 9 12

5 11

10

8 7

Nguồn phát thải Trạm quan trắc chất lượng nước

1

Các nguồn phát thải được nhóm vào chung một vùng dựa trên tác động của chất thải đến chất lượng môi trường xung quanh.


Một trong những ưu điểm chính của thuế phát thải là nó tạo ra động lực mạnh mẽ cho việc đầu tư công nghệ mới nhằm giảm chi phí giảm ô nhiễm biên. Chúng ta sẽ thấy điều này qua hình 12-6, là hình thể hiện 2 đường chi phí giảm ô nhiễm biên của một công ty đã được trình bày trong hình 11-5. MAC1 đại diện cho tình hình hiện tại, cho biết chi phí công ty phải chịu khi giảm thải với công nghệ hiện có. MAC2 thể hiện chi phí giảm ô nhiễm của công ty sau khi sử dụng chương trình nghiên cứu và phát triển (R&D) để ứng dụng công nghệ giảm ô nhiễm mới. Công ty có động lực nào để đầu tư tiền vào chương trình R&D khi việc phát thải bị đánh thuế? Hình 12-6: Động cơ khuyến khích đầu tư công nghệ kiểm soát ô nhiễm mới dưới tác động của thuế phát thải

Giả sử công ty phải chịu một mức thuế phát thải là 100$/tấn. Ban đầu công ty sẽ để thuế suất bằng với MAC1 và giảm phát thải xuống còn 20 tấn, tại đây tổng chi phí liên quan đến phát thải của công ty sẽ bao gồm (a + b) là chi phí giảm ô nhiễm và tiền thuế (c + d + e). Nếu công ty có thể hạ đường chi phí giảm ô nhiễm biên xuống MAC2 thông qua những hoạt động R&D, khi đó công ty sẽ giảm lượng phát thải xuống còn 15 tấn. Tại điểm này công ty sẽ phải trả (b + d) là chi phí giảm ô nhiễm và e tiền thuế. Tổng chi phí tiết kiệm được là (a + c). Nếu thay vào đó công ty phải tuân theo mức tiêu chuẩn phát thải là 20 tấn, thì khoản tiết kiệm chi phí của công ty với công nghệ mới này chỉ bằng a như chúng ta đã thấy trong chương 11. Đồng thời, như trong chương trước, nếu nhà chức trách thắt chặt hơn mức tiêu chuẩn khi công ty đã có công nghệ mới, chi phí tiết kiệm được của công ty có khi nhỏ hơn chi phí tiết kiệm được khi chưa thay đổi tiêu chuẩn.58 Có hai khác biệt giữa động cơ thay đổi công nghệ của thuế và tiêu chuẩn. 1. Với chính sách thuế phát thải nỗ lực R&D của công ty sẽ giảm được nhiều chi phí liên

quan đến kiểm soát ô nhiễm (cho phí giảm ô nhiễm và tiền thuế) hơn khi áp dụng công cụ tiêu chuẩn.

58 Xem lại phần tác động khuyến khích trong chương 11.

40 20 30 15 10

100

160

200

MAC2

MAC1

e d b

c a

Chất thải (tấn/năm)

$

0

Thuế phát thải tạo động lực mạnh mẽ cho đầu tư vào R&D để giảm chi phí giảm ô nhiễm. Công nghệ mới (MAC2) làm tiết kiệm chi phí (a+c) với mức thuế suất 100$/tấn chất thải. Tiêu chuẩn quy định ở mức 20 tấn chất thải chỉ tiết kiệm được khoản chi phí a.


2. Với hệ thống thuế, công ty sẽ tự động giảm phát thải bởi vì công ty sẽ tìm cách dịch chuyển hàm số chi phí giảm ô nhiễm biên xuống dưới, trong khi công cụ tiêu chuẩn không cho phép thực hiện cơ chế này.

Sự khác biệt là ở chỗ với công cụ thuế, đối tượng gây ô nhiễm phải trả tiền cho việc phát thải cũng như cho chi phí giảm ô nhiễm trong khi với công cụ tiêu chuẩn họ chỉ phải trả chi phí giảm ô nhiễm. Vì vậy khi áp dụng chính sách thuế, khả năng tiết kiệm được chi phí nhờ vào những kỹ thuật kiểm soát ô nhiễm mới sẽ lớn hơn nhiều.


Thuế phát thải và Chi phí cưỡng chế thực thi Thuế phát thải đặt ra nhiều vấn đề về việc cưỡng chế thực thi hơn là tiêu chuẩn phát thải. Bất cứ một hệ thống thuế nào cũng đòi hỏi phải có thông tin chính xác về mặt hàng sẽ bị đánh thuế. Nếu chúng ta muốn đánh thuế lên chất thải thì chi phí đo lường chất thải phải hợp lý. Điều này có nghĩa là chất thải xả ra từ một nguồn cần phải được tập trung thành một số dòng xác định được đủ để có thể quan trắc. Điều này loại trừ hầu hết những chất thải từ các nguồn phát thải phân tán (không phải là nguồn cố định), bởi vì chúng trải mỏng ra khắp một vùng rộng lớn khiến không thể đo lường được. Thông thường ta không thể đánh thuế những chất ô nhiễm tìm thấy trong nước thải nông nghiệp bởi vì bản chất lan truyền của “chất thải này” khiến không thể thực hiện được việc đo lường. Tuy nhiên nếu xác định được mối quan hệ giữa nhập lượng của sản xuất nông nghiệp và lượng chất thải, chúng ta có thể đánh thuế lên nhập lượng và kiểm tra chúng. Cũng khó đánh thuế một số chất thải hóa chất độc hại nhất định, bởi vì ngoài việc chúng là nguồn phân tán, chúng có số lượng quá nhỏ do đó rất khó để đo được tốc độ dòng chảy. Với thuế phát thải, cơ quan thẩm quyền về thuế sẽ gửi một hóa đơn tiền thuế tới những công ty gây ô nhiễm vào cuối mỗi tháng hay cuối năm, căn cứ trên tổng lượng phát thải của các công ty trong thời gian đó. Như vậy cơ quan này sẽ cần đến những thông tin về lượng chất thải tích lũy của mỗi nguồn. Công việc này phức tạp hơn so với việc thu thập thông tin về tốc độ thải bởi vì chất thải tích lũy là bằng tốc độ thải nhân với thời gian. Có nhiều cách để ta thu thập thông tin này. Có lẽ cách lý tưởng nhất là sử dụng những thiết bị quan trắc thường trực đo lường chất thải một cách liên tục trong thời gian cần thiết. Nếu không có công nghệ như thế, ta có thể quay lại sử dụng phương pháp kiểm tra tốc độ phát thải định kỳ, với khoảng thời gian giữa hai lần kiểm tra căn cứ trên thời gian kinh doanh bình thường hay để cho các công ty tự báo cáo. Hoặc một cách khác là thực hiện những nghiên cứu kỹ thuật để quyết định số lượng chất thải sẽ được xả trong tương lai là bao nhiêu trong những điều kiện hoạt động cụ thể, với nhập lượng được sử dụng cụ thể v.v. Yêu cầu quan trắc của chính sách thuế phát thải có nghiêm ngặt hơn so với một công cụ tiêu chuẩn tiêu biểu? Nếu thuế đánh trên lượng phát thải hàng ngày trong khi tiêu chuẩn lại dựa vào lượng phát thải hàng năm, chính sách thuế sẽ có chi phí giám sát cao hơn. Nhưng chúng ta có thể thống nhất cách quan trắc để bảo đảm việc thực thi thuế hay tiêu chuẩn. Tần suất quan trắc trong thực tế lại bị giới hạn bởi ngân sách của chính phủ. Câu hỏi chưa được trả lời là liệu tần suất quan trắc có tác động làm đối tượng gây ô nhiễm tuân thủ hơn khi bị đánh thuế hoặc áp dụng tiêu chuẩn. Dĩ nhiên, đối tượng gây ô nhiễm có động cơ tìm những cách thức, có thể hợp pháp hay bằng những cách nào khác, để cắt giảm hóa đơn tiền thuế của họ. Một trong nhiều cách là gây ảnh hưởng đến quá trình quan trắc để sao cho lượng chất thải báo cáo được giảm xuống. Một khi đã nhận hóa đơn thuế, họ có thể tranh cãi nếu như các hóa đơn thuế có vẻ như dựa trên dữ liệu không chắc chắn hoặc có những yếu điểm kỹ thuật khác. Khi bị phạt do không đạt tiêu chuẩn, các công ty cũng có thể có hành động tương tự. Các loại thuế khác Cho tới giờ chúng ta chỉ thảo luận xung quanh một loại thuế: thuế phát thải. Bởi vì việc xả chất thải trực tiếp gây ô nhiễm môi trường, thuế đánh trên chất thải có lẽ là đòn bẩy lớn nhất có thể làm thay đổi động cơ của đối tượng gây ô nhiễm. Nhưng thông thường việc đánh thuế trực tiếp lên chất thải là không thể thực hiện được hoặc không phù hợp với thực tiễn. Trong trường hợp chúng ta không thể đo lường được hoặc giám sát các chất thải với


một chi phí vừa phải, nếu ta áp dụng đánh thuế thì thuế này rõ ràng là phải được tính theo một cái gì đó khác. Một trường hợp minh họa dễ thấy là vấn đề ô nhiễm nước do nước thải chứa phân hóa học dùng trong nông nghiệp. Ta không thể đánh thuế đối với số kilogram nitơ trong nước thải bởi vì đó là loại chất ô nhiễm từ nguồn phát tán và như vậy ta không thể đo lường một cách trực tiếp được. Chúng ta vấp phải cùng vấn đề này đối với thuốc trừ sâu trong nông nghiệp. Thay vào đó có một khả năng khả dụng hơn là chúng ta đánh thuế lên số lượng phân bón người nông dân mua; có nghĩa là, thuế được đánh trên một tấn phân hóa học hay trên 100 kg thuốc trừ sâu được mua. Lúc này thuế phản ánh sự thật là một phần nhất định những vật liệu này sẽ được thải ra hệ thống sông ngòi gần đó. Bởi vì phải trả giá cao hơn, nông dân sẽ có động cơ sử dụng phân bón hoặc thuốc trừ sâu ít hơn. Giá cao hơn đồng thời cũng tạo ra động cơ sử dụng thuốc trừ sâu theo những cách sao cho ít tạo ra chất thải hơn; ví dụ như bằng cách giảm lượng nước thải. Ví dụ: đánh thuế rác thải Đánh thuế lên một thứ gì đó chứ không phải trực tiếp lên chất thải thường là một phương án “tốt nhất thứ hai” mà chúng ta cần áp dụng bởi vì không thể quan trắc chất thải một cách trực tiếp chính xác được. Trong những trường hợp như vậy, chúng ta cần thận trọng đề phòng những trường hợp hiểu lầm khi người dân phản ứng lại thuế này, có những hiểu lầm có thể thực sự làm giảm ảnh hưởng của thuế hoặc đôi khi làm cho vấn đề liên quan càng tồi tệ hơn. Ví dụ nhiều cộng đồng ở Mỹ áp dụng biện pháp thu thuế rác thải từ hộ gia đình. Một phương pháp là bán nhãn dán cho cư dân và yêu cầu mỗi túi rác phải có một nhãn dán ở ngoài. Giá của các nhãn sẽ quyết định mức thuế, và ta thấy sẽ tương đối dễ dàng giám sát và cưỡng chế thi hành thông qua việc thu gom các túi rác ở vệ đường. Nhưng thuế đánh trên mỗi túi rác lại tạo ra động cơ khiến người dân nhét nhiều rác hơn vào mỗi túi, vì vậy mức cắt giảm tổng số lượng rác có thể nhỏ hơn so với số lượng túi rác được cắt giảm. Ví dụ: Đánh thuế khí thải xe ô tô Giả sử chúng ta đánh thuế phát thải Ôxít nitơ và Hiđrô cácbon từ xe ô tô. Thuế trên mỗi xe được quyết định bởi lượng khí thải trên mỗi kilômét, thường được quyết định thông qua kiểm định (do cơ quan môi trường Canada hoặc các nhà sản xuất ô tô thực hiện). Mục tiêu là tăng chi phí của những xe thải nhiều so với những xe thải ít, do đó tạo ra động lực cho người tiêu dùng chuyển qua mua xe phát thải ít. Thuế liên quan đến lượng phát thải trên mỗi kilômét tiêu chuẩn. Nhưng yếu tố chúng ta muốn kiểm soát là tổng lượng phát thải. Nhớ lại nội dung chương 1: Tổng lượng phát thải = Số lượng phương tiện số km di chuyển trung bình lượng phát

thải trên mỗi km Số kilômét di chuyển cũng là yếu tố quan trọng quyết định mức phát thải hàng năm như tỷ lệ phát thải của mỗi xe. Mặc dù người tiêu dùng có thể chuyển qua xe phát thải ít hơn nhưng rõ ràng họ không có động lực lái xe ít đi mỗi năm (có thể là đi ít hơn, chuyển chỗ ở gần nơi làm việc hơn v.v.). Do đó tổng lượng phát thải có thể giảm rất ít mặc dù đã đánh thuế phát thải từ xe ô tô. Điểm mấu chốt ở đây là thuế được đánh gián tiếp trên một thứ gì


đó chứ không phải trực tiếp như mong muốn, do đó tạo ra ít động lực và tạo ra kết quả ít hơn so với khi đánh thuế trực tiếp lên tổng lượng phát thải.59

59 Xem thêm phần thảo luận rất thú vị về vấn đề tương tự khi áp dụng các quy định công nghệ trong Robert Crandall, “Policy Watch: Corporate Average Fuel Economy Standard,” Journal of Economics Perspective 6 (Spring 1992): 171 – 180


Tác động phân phối của thuế phát thải Thu thuế phát thải có hai tác động chính đến phân phối thu nhập và của cải: Tác động lên giá và sản lượng hàng hóa và dịch vụ bị ảnh hưởng bởi thuế

Ảnh hưởng từ chi tiêu lấy từ ngân quỹ thuế.

Chi phí của những cơ sở kinh doanh chịu thuế sẽ gia tăng do có thêm chi phí giảm ô nhiễm và chi phí trả tiền thuế. Đứng trên quan điểm của những cơ sở này, những chi phí này khiến chi phí sản xuất gia tăng, mà rất có thể họ sẽ chuyển sang cho người tiêu thụ gánh chịu như bất kỳ một chi phí sản xuất nào. Liệu họ có làm như vậy không và làm ở mức độ nào còn phụ thuộc vào những điều kiện cạnh tranh và điều kiện nhu cầu. Nếu áp dụng thuế đối với một công ty hay một nhóm các công ty trong một ngành công nghiệp cạnh tranh, thì công ty không thể đẩy giá của mình vượt quá mức giá chung của ngành công nghiệp này, và vì vậy sẽ phải chịu chi phí gia tăng. Trong trường hợp này, người chủ công ty và người làm công là những người chịu hoàn toàn tác động của thuế. Nhiều công ty lo sợ hay giả vờ lo sợ bị ở trong tình trạng này và vì vậy đã lên tiếng công khai phản đối phương pháp đánh thuế. Nếu như áp dụng thuế đối với toàn bộ ngành công nghiệp, giá sẽ tăng và người tiêu dùng sẽ gánh chịu một phần gánh nặng chi phí. Giá sẽ tăng lên bao nhiêu phụ thuộc vào các điều kiện của đường cầu. Sự tăng giá thường được xem là sự thụt lùi bởi vì, với bất kỳ một mặt hàng nào, giá tăng sẽ ảnh hưởng tới người nghèo nhiều hơn so với những người có thu nhập cao. Đối với hàng hóa mà cả người nghèo và người giàu đều tiêu thụ, ví dụ như điện, thì kết luận trên là rõ ràng không cần phải bàn. Tuy nhiên khi giá tăng đối với những hàng hóa chủ yếu do người giàu tiêu thụ (ví dụ đi lại bằng hàng không) thì gánh nặng chủ yếu đổ lên vai họ. Gánh nặng đối với người lao động có liên quan chặt chẽ đến mức sản lượng của công ty bị đánh thuế. Ở đây ta lại thấy mức độ ảnh hưởng đối với sản phẩm phụ thuộc vào các điều kiện cạnh tranh và đặc điểm của nhu cầu hàng hóa. Nếu áp dụng chương trình thuế phát thải cho duy nhất một hãng trong một ngành công nghiệp cạnh tranh hoặc nếu nhu cầu sản lượng sản phẩm của ngành công nghiệp là tương đối nhạy cảm đối với giá, điều chỉnh về sản lượng sẽ là tương đối lớn và nhiều công nhân có thể sẽ bị sa thải. Khi đó gánh nặng trong dài hạn sẽ tùy thuộc vào việc liệu có thể tìm được những nguồn công việc tốt khác hay không. Mặc dù gánh nặng do thay đổi giá và sản lượng là thực tế, chúng ta cần nhớ rằng chương trình thuế tạo ra những lợi ích đáng kể dưới dạng giảm thiệt hại môi trường. Để biết một chương trình có ảnh hưởng như thế nào đối với một nhóm đối tượng cụ thể chúng ta cũng cần phải lưu ý đến xem những lợi ích này được phân bổ như thế nào. Thuế phát thải còn bao gồm cả việc có những khoản tiền đáng kể chuyển từ người tiêu thụ hàng hóa do ngành công nghiệp bị đánh thuế sản xuất sang những người được hưởng lợi từ những nguồn quỹ thu được từ thuế, cho dù họ là ai. Những nguồn quỹ này có thể được sử dụng vào rất nhiều mục đích; sử dụng như thế nào sẽ quyết định tác động của chúng. Ví dụ như chúng có thể được phân phối cho những người có thu nhập thấp để bù đắp cho những ảnh hưởng do giá gia tăng. Thậm chí có thể trả lại một phần thuế cho những công ty đã trả tiền thuế phát thải. Điều này đã được thực hiện tại một số quốc gia Châu Âu để giúp tài trợ mua công nghệ kiểm soát ô nhiễm. Miễn là chừng nào tiền trả lại không thực sự làm giảm thấp mức thuế phát thải biên, tác động khuyến khích của thuế phát thải sẽ không bị ảnh


hưởng. Hoặc một cách khác, có thể dùng thuế để trang trải cho những sáng kiến môi trường trong những hoạt động chung. Thậm chí có thể dùng thuế này để giảm thâm hụt ngân sách, lúc này những người được hưởng lợi chính là những người dân đóng thuế nói chung. Lựa chọn đưa doanh thu thuế quay trở lại vào nền kinh tế tạo ra một vấn đề chính sách rất quan trọng. Thuế phát thải chúng ta thảo luận trong phần này được thiết kế nhằm khuyến khích những nguồn gây ô nhiễm sử dụng các nguồn lực môi trường một cách tiết kiệm hơn. Bản chất của thuế là nhằm sửa chữa các cách thức sử dụng nguồn lực sai lầm như khi tài nguyên môi trường thường được sử dụng như những nhập lượng miễn phí. Một đặc điểm khác của thuế phát thải cũng cần được nhấn mạnh đó là nó còn là nguồn thu của chính phủ, qua đó ta thấy chính phủ còn một khả năng là thay thế một số loại thuế nhất định vốn có ảnh hưởng bóp méo đối với nền kinh tế bằng thuế phát thải, được thiết kế nhằm giảm việc sử dụng nguồn lực sai lệch. Ví dụ như, nhiều quốc gia có thuế thu nhập, đánh lên các công ty và người lao động nhằm cung cấp ngân quỹ để dùng cho nhiều mục đích đa dạng khác nhau, ví dụ như bảo hiểm xã hội. Những thuế này khiến giá nhân công đắt hơn, và vì vậy khiến số nhân công được thuê mướn giảm – nghĩa là công ăn việc làm đã bị cắt giảm. Nếu chúng ta thay thế thuế này hoàn toàn hay một phần bằng thuế phát thải, sẽ có những ảnh hưởng mong muốn lên cả thị trường lao động và trong việc giảm ngoại tác môi trường. Khái niệm sử dụng doanh thu thuế môi trường để làm giảm tác động bóp méo của các loại thuế khác được gọi là chuyển thuế môi trường. Chúng ta sẽ thảo luận khái niệm này kỹ hơn trong phần 5. TRỢ CẤP GIẢM Ô NHIỄM Phương thức vận hành của thuế phát thải là đặt một mức giá cho tài sản môi trường mà chất thải đang được xả vào. Thực chất là chúng ta cũng thu được những tác động khuyến khích tương tự nếu thay vì là thuế, chúng ta trợ cấp cho phát thải. Theo phương pháp này, nhà chức trách sẽ trả cho đối tượng gây ô nhiễm một khoản tiền nhất định cho mỗi tấn chất thải giảm được, bắt đầu từ một mức phát thải chuẩn nhất định. Tiền trợ cấp có vai trò làm phần thưởng cho việc cắt giảm chất thải. Nói theo thuật ngữ chuyên môn, nó đóng vai trò là chi phí cơ hội: khi đối tượng gây ô nhiễm quyết định xả ra một đơn vị chất thải, thì thật sự là công ty này đang từ bỏ một khoản tiền trợ cấp có thể nhận được nếu như chọn giữ lại đơn vị chất thải đó. Dùng những số liệu trong hình 12-1, bảng 12-1 cho thấy nguyên tắc hoạt động của phương pháp này. Nhà chức trách trả một khoản trợ cấp cho mỗi đơn vị chất thải giảm được, bắt đầu từ một mức phát thải gốc. Chúng ta giả sử mức phát thải gốc của công ty là mức phát thải trước khi có bất cứ chính sách can thiệp nào: 50 tấn/tháng. Với mỗi tấn chất thải giảm được so với mức phát thải gốc của mình, công ty sẽ nhận được 100$. Cột thứ tư cho thấy tổng doanh thu tiền trợ cấp và cột cuối cùng thể hiện tổng trợ cấp trừ cho tổng chi phí giảm ô nhiễm. Doanh thu ròng đạt mức cao nhất tại mức 25 tấn/tháng, cùng một mức cắt giảm công ty lựa chọn khi thuế suất là 100$. Nói một cách khác, động cơ khuyến khích cho đối tượng phát thải cũng tương tự như trường hợp thuế.


Bảng 12-1: Trợ cấp giảm ô nhiễm

Chất thải (tấn/tháng)

Chi phí giảm ô nhiễm biên

Tổng chi phí giảm ô nhiễm

Tổng trợ cấp tại mức 120$/tấn

Tổng trợ cấp trừ tổng chi phí giảm ô nhiễm

50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0

0 20 40 60 80

100 120 140 160 180 200

0 50

200 450 800

1.250 1.800 2.450 3.200 4.050 5.000

0 500

1.000 1.500 2.000 2.500 3.000 3.500 4.000 4.500 5.000

0 450 800

1.050 1.200 1.250 1.200 1.050 800 450 0

Nhiều điểm mà chúng ta đã nêu ở trước về thuế phát thải cũng áp dụng cho trợ cấp giảm ô nhiễm. Công việc quan trắc chất thải cơ bản cũng như nhau. Không nghi ngờ gì chúng ta cũng sẽ gặp nhiều khó khăn trong việc thiết lập mức phát thải gốc để đo đạc lượng chất thải được cắt giảm. Mỗi nguồn ô nhiễm đều mong muốn mức phát thải gốc của họ được đặt càng cao càng tốt. Động cơ sai lầm có thể xuất hiện trong giai đoạn lập kế hoạch bởi vì các đối tượng gây ô nhiễm có thể sẽ cố nâng cao lượng phát thải của mình với hy vọng nâng cao mức phát thải gốc của họ. Tuy nhiên, còn một vấn đề nữa với trợ cấp mà không thấy xảy ra với thuế. Để có thể trả trợ cấp cho người gây ô nhiễm, chính phủ bằng một cách nào đó phải tạo nguồn thu. Nguồn thu cho trợ cấp này có thể làm thâm hụt ngân sách, hoặc thông qua thuế thu nhập cao hơn v.v. Nếu không thể tạo nguồn thu, chính phủ còn có hai lựa chọn nữa. Họ có thể cắt giảm chi tiêu ở những chương trình khác hoặc bỏ nguồn thu nếu trợ cấp được thực hiện dưới dạng khấu trừ thuế (chẳng hạn đầu tư vào công nghệ giảm ô nhiễm). Trong các tình huống này, dường như sẽ có những tác động không mong muốn đến nền kinh tế. Với tình hình tài chính khó khăn ở hầu hết các nền kinh tế, trợ cấp nói chúng không phải là chính sách môi trường có thể thực hiện được, trừ một số trường hợp đặc biệt. Một khó khăn nữa khi áp dụng chính sách trợ cấp là tác động của nó lên tổng mức phát thải của một ngành công nghiệp. Mặc dù trợ cấp giảm ô nhiễm này tạo ra cùng một động cơ khuyến khích cho mỗi nguồn gây ô nhiễm, nhưng tổng lượng phát thải có thể sẽ gia tăng. Để hiểu tại sao, để ý đến sự khác biệt giữa tình hình tài chính của công ty khi phát thải 25 tấn trong hai chương trình khác nhau: với chương trình thuế, tổng chi phí là 3.750$ trong khi với chương trình trợ cấp công ty này có tổng doanh thu là 1.250$. Như vậy tình hình tài chính của công ty trong hai trường hợp hoàn toàn khác nhau. Thực sự, công ty sẽ thu được lợi nhuận cao hơn sau khi áp dụng chương trình trợ cấp, và điều này có thể tác động thu hút thêm các công ty mới tiềm năng tham gia vào ngành công nghiệp này. Nói cách khác, có khả năng số lượng chất thải của từng công ty giảm nhưng số lượng các công ty trong ngành công nghiệp sẽ gia tăng, do đó tổng lượng chất thải gia tăng. Đặc tính này là một hạn chế của những chương trình trợ cấp đơn giản như vậy.


Hệ thống ký quỹ - hoàn trả Chương trình trợ cấp có lẽ thực tế hơn khi được vận dụng vào trong hệ thống ký quỹ - hoàn trả. Một hệ thống ký quỹ - hoàn trả thực chất là sự kết hợp giữa thuế và trợ cấp. Thuế là ký quỹ và trợ cấp là hoàn trả - một kiểu chương trình phạt và đền bù. Mục đích của trợ cấp là tạo ra động cơ cho người dân tự giác không vất bỏ đồ vật theo những cách gây thiệt hại đến môi trường. Đó là đền bù. Quỹ dùng để chi trả cho trợ cấp được lập ra bằng cách đánh thuế lên những đồ vật này khi người tiêu dùng mua chúng. Trong trường hợp này, mục đích của thuế không nhất thiết là để khuyến khích người dân cắt giảm mức tiêu thụ món hàng đó, mà để thu tiền cho chương trình trợ cấp. Nếu người dân không trả lại đồ vật và lấy lại tiền ký quỹ, lúc này có thể xem thuế như là phí rác thải. Hệ thống ký quỹ - hoàn trả đặc biệt phù hợp trong những tình huống khi sản phẩm có đặc tính phân tán khắp mọi nơi khi mua và sử dụng, và trong tình huống khi nhà chức trách khó hoặc không thể giám sát được việc vất bỏ chất thải. Tại Canada, một số tiểu bang bao gồm British Columbia, Alberta và Saskatchewan, đã thông qua các hệ thống ký quỹ - hoàn trả đối với các loại lon nước giải khát, vừa để cắt giảm việc xả rác và vừa để khuyến khích tái chế. Phương pháp này cũng đã được sử dụng rộng rãi ở Châu Âu. Có thể dùng phương pháp này xử lý rất hiệu quả đối với nhiều sản phẩm khác. Trong những năm cuối thập niên 1960, nước Đức thiết lập một hệ thống ký quỹ - hoàn trả đối với dầu nhớt thải. Mỗi năm số lượng dầu thải ra không đúng quy cách là rất lớn, gây nguy hiểm cho nguồn tài nguyên đất đai, không khí và nước. Theo hệ thống ký quỹ - hoàn trả của Đức, dầu nhớt mới sẽ phải chịu một khoản thuế, tiền thu được sẽ đưa vào một quỹ đặt biệt (ký quỹ). Quỹ này sau đó sẽ được sử dụng nhằm trợ cấp cho hệ thống thu hồi và tái chế dầu thải (hoàn trả). Các quy định của chương trình trợ cấp được thiết lập nhằm khuyến khích cạnh tranh trong việc thu hồi/tái chế dầu nhớt thải và tạo ra động cơ khuyến khích người sử dụng giảm bớt mức độ ô nhiễm dầu nhớt trong khi sử dụng. Tại Thụy Điển và Na Uy, hệ thống ký quỹ - hoàn trả đã được thiết lập và áp dụng cho ô tô. Những người mua ô tô phải trả một khoản tiền ký gởi tại thời điểm mua xe, khoản tiền này sẽ được hoàn trả khi và nếu chiếc xe được giao lại cho một cơ sở buôn bán đồ đồng nát có giấy phép. Kinh nghiệm với hệ thống này cho thấy thành công không chỉ phụ thuộc vào món tiền ký quỹ lớn hay nhỏ. Ví dụ, điều thiết yếu là hệ thống thu gom phải được thiết kế sao cho tương đối tiện lợi cho người tiêu dùng. Hệ thống ký quỹ - hoàn trả còn thích hợp đối với những món hàng khác như những sản phẩm có chứa các chất độc hại, ví dụ như pin có chất cadmium (Cd) và bình ắc quy của xe ô tô. Vỏ bánh xe ô tô cũng có thể được xử lý bằng cách này. Có thể điều chỉnh hệ thống ký quỹ - hoàn trả cho phù hợp với những chất ô nhiễm công nghiệp truyền thống. Ví dụ như người sử dụng dạng nhiên liệu hóa thạch có thể đóng tiền ký quỹ cho hàm lượng lưu huỳnh chứa trong nhiên liệu họ mua; sau đó họ sẽ được hoàn trả lại tiền khi chất lưu huỳnh này được thu hồi lại từ khói xả. Như vậy có nghĩa là họ sẽ mất khoản tiền ký quỹ chỉ khi nào họ để cho khí lưu huỳnh này thoát ra khỏi ống khói của mình. Chúng ta sẽ thấy thêm nhiều ví dụ trong phần 5.


TÓM TẮT Thuế phát thải giải quyết vấn đề ô nhiễm ngay tại nguồn, bằng cách bắt đầu tính tiền đối với những thứ mà trước nay là miễn phí và vì vậy bị lạm dụng. Ưu điểm chính của thuế phát thải là khía cạnh hiệu quả của nó: Nếu tất cả các nguồn ô nhiễm đều phải chịu cùng một mức thuế, họ sẽ điều chỉnh mức phát thải của mình sao cho thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên. Để có thể làm được điều này các nhà quản lý hành chính không cần phải biết hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của từng nguồn; chỉ cần yêu cầu các công ty phải đóng thuế và rồi để họ tự do thực hiện các điều chỉnh của riêng mình. Một ưu điểm chính thứ hai của thuế phát thải là chúng tạo ra động cơ khuyến khích mạnh mẽ để đổi mới, phát minh ra những cách thức ít tốn kém hơn để cắt giảm chất thải. Nhưng đặc điểm gián tiếp dễ nhận thấy của thuế phát thải có thể có tác dụng khiến các nhà hoạch định chính sách không chấp nhận chúng. Bởi vì các tiêu chuẩn có vẻ như đặt ra mức kiểm soát trực tiếp đối với chất thải trong khi đó thuế phát thải không đặt ra mức giới hạn trực tiếp nào đối với chất thải mà lại đặt tin tưởng vào hành vi tư lợi của các công ty khi họ điều chỉnh mức phát thải của mình để đáp ứng với mức thuế. Điều này có thể khiến cho một số nhà hoạch định chính sách không an tâm bởi vì rõ ràng là các công ty vẫn còn được phép tự kiểm soát mức phát thải của mình. Nghe có vẻ nghịch lý nhưng đặc điểm “gián tiếp” này của thuế phát thải đôi khi lại có thể tạo ra động cơ khuyến khích cắt giảm chất thải thuyết phục hơn so với những phương pháp có vẻ như là trực tiếp. Nhưng thuế phát thải đòi hỏi phải có sự giám sát hữu hiệu. Không thể đảm bảo tính hiệu lực của chúng đơn giản bằng cách kiểm tra xem các đối tượng có lắp đặt những loại thiết bị kiểm soát ô nhiễm nhất định hay không. Nếu muốn thuế phát thải có được những tác động khuyến khích phù hợp, chúng phải được đặt trên cơ sở chất thải tích lũy. Như vậy, đối với các nguồn điểm, mức độ phát thải có thể được đo lường một cách hiệu quả, do đó là đối tượng rất tốt để áp dụng chính sách kiểm soát ô nhiễm thông qua thuế phát thải. Một ưu điểm khác của thuế phát thải là chúng là nguồn doanh thu cho ngân sách nhà nước. Có nhiều ý kiến đề nghị nên thay đổi hệ thống thuế sao cho ít phụ thuộc hơn vào các loại thuế có tác động kinh tế sai lệch và trông cậy nhiều hơn vào các loại thuế phát thải. Điều này đòi hỏi nhà chức trách phải có khả năng tiên đoán chính xác ảnh hưởng của thuế phát thải đối với lượng phát thải. Trợ cấp giảm ô nhiễm cũng có cùng tác động khuyến khích đối với những đối tượng gây ô nhiễm riêng lẻ, nhưng nó có thể làm gia tăng tổng lượng phát thải. Phương pháp trợ cấp đã được áp dụng một cách có hiệu quả trong hệ thống tiền ký quỹ - hoàn trả, thực chất nó là sự kết hợp giữa thuế và trợ cấp. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Chuyển thuế môi trường Thanh toán chuyển giao Chính sách khuyến khích dựa vào thị trường Thuế phát thải hai phần Tổng chi phí thực thi tư nhân Thuế phát thải theo vùng


BÀI TẬP 1. Sử dụng hình 12-6 và phương trình MAC1 = 200 – 5E và MAC2 = 160 – 4E, tính chi

phí tiết kiệm được nếu công ty áp dụng công nghệ mới (MAC2) sau khi mức thuế phát thải 100$/tấn được ban hành. Tính chi phí tiết kiệm được khi có công cụ tiêu chuẩn được áp dụng ở mức 20 tấn. Giải thích tại sao thuế tạo ra khuyến khích cải tiến công nghệ nhiều hơn tiêu chuẩn.

2. Giả sử nhà chức trách muốn sử dụng một loại thuế phát thải đánh lên thủy ngân thải vào sông. Hãy minh họa tác động của thuế lên hai ngành công nghiệp thải ra thủy ngân: khai thác vàng và nghề chữa răng. Thảo luận các câu hỏi sau: (a) Làm thế nào nhà chức trách đo lường được lượng thủy ngân thải ra từ 2 nguồn này? (b) Có nên đánh thuế đồng nhất? (c) Tác động có thể có của thuế lên giá vàng và giá dịch vụ chữa răng? (Nên đặt ra một số giả định về đường cầu các hàng hóa này) (d) Kể ra một số động cơ thay đổi công nghệ sản xuất. (e) Tác động phân phối của thuế trong trường hợp này là gì? Nên sử dụng đồ thị khi phân tích.

3. Sử dụng số liệu trong bảng 12-1, hoặc biết rằng MAC = 200 – 4E, minh họa bằng đồ thị tác động của khoản trợ cấp phát thải 100$/tấn. Phân biệt trợ cấp và thuế phát thải theo các tiêu chí sau (a) tạo ra động cơ khuyến khích, (b) tính dễ thực hiện, (c) tác động phân phối, và (d) tác động lên ngành công nghiệp gây ô nhiễm.


CHƯƠNG 13

GIẤY PHÉP PHÁT THẢI CÓ THỂ

CHUYỂN NHƯỢNG Thuế phát thải đòi hỏi các nhà chức trách phải định ra một mức thuế, theo dõi hoạt động của từng đối tượng xả thải, và rồi thu thuế. Chủ yếu đó là mối quan hệ tương tác giữa đối tượng xả thải và nhà chức trách, và ta có thể dự kiến được mối quan hệ này cũng mang tính chất đối nghịch như trong bất cứ một hệ thống thuế khóa nào khác. Trong chương này chúng ta sẽ xét một cách tiếp cận chính sách mang yếu tố khuyến khích kinh tế được thiết kế ra để hoạt động theo kiểu phi tập trung hóa. Thay vì trao tất cả mọi việc cho một cơ quan quản lý công cộng hoạt động theo hướng tập trung, công cụ này hoạt động theo hướng phân quyền cho các cơ sở thông qua tác động thị trường qua lại của chính những đối tượng xả thải đó. Công cụ này được gọi là hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng (TDP). NGUYÊN TẮC CHUNG

Một giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng tạo ra quyền phát thải lượng chất thải nhất định mà quyền này có thể chuyển nhượng được.

Trong một hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng (TDP), một kiểu quyền sở hữu mới được phát sinh. Kiểu quyền sở hữu này gồm có một giấy phép được xả thải. Mỗi giấy phép cho phép người nắm giữ được quyền thải một đơn vị chất thải (tính bằng kilôgram, tấn, hay bất cứ một đơn vị đo lường nào ghi trong tờ giấy phép). Như vậy ai nắm giữ quyền này thông thường sẽ có trong tay một số những giấy phép như vậy tại mỗi thời điểm. Nếu một đối tượng xả thải có 100 giấy phép chẳng hạn, thì đối tượng này sẽ có quyền được thải, trong một khoảng thời gian xác định, một lượng tối đa là 100 đơn vị loại chất thải đã được chỉ định. Như thế, tổng số giấy phép trong tay của tất cả các đối tượng quyết định hạn mức tối đa tổng lượng chất thải được phép xả ra. Những giấy phép phát thải này có thể chuyển nhượng được; bất cứ ai được phép tham gia vào thị trường giấy phép này đều có thể mua và bán giấy phép với bất cứ giá nào do chính các bên tham gia thỏa thuận. Một chương trình TDP thường bắt đầu bằng một quyết định mang tính tập trung về tổng số giấy phép phát thải được lưu hành. Sau đó những giấy phép này được phân phối cho các đối tượng xả thải. Cần phải dùng một công thức nào đó để định xem mỗi đối tượng xả thải sẽ nhận được bao nhiêu giấy phép (chúng ta sẽ quay trở lại vấn đề này sau). Các nhà kinh tế học tán thành phương án sử dụng hiệu quả xã hội (là điểm thiệt hại biên bằng chi phí giảm ô nhiễm biên) làm tiêu chí quyết định số lượng giấy phép phát thải. Do đó giấy phép phát thải hiệu quả xã hội phải thể hiện được tổng lượng phát thải này. Giả sử tổng số giấy phép nhỏ hơn tổng lượng chất thải hiện hành, một số hoặc tất cả đối tượng xả thải sẽ nhận được ít giấy phép hơn lượng phát thải hiện tại của họ.


Ví dụ: Chương trình TDP để giảm khí lưu huỳnh từ nhà máy nhiệt điện Giả sử có một chương trình TDP quốc gia được thiết lập để giảm lượng khí lưu huỳnh do một nhóm nhà máy nhiệt điện thải ra. Tổng số lượng chất thải hiện hành là 120.000 tấn lưu huỳnh một năm, và những nhà hoạch định chính sách quyết định rằng con số này cần phải được giảm xuống còn 80.000 tấn/năm. Chúng ta hãy xét tình huống của một trong những nhà máy điện này, và giả sử nhà máy hiện đang thải ra 40.000 tấn lưu huỳnh. Giả sử mỗi giấy phép cho phép người nắm giữ phát thải tối đa 1.000 tấn lưu huỳnh một năm. Khi bắt đầu chương trình nhà máy được được giao 30 giấy phép phát thải. Người quản lý nhà máy có ba khả năng để chọn:

1. Giảm lượng chất thải xuống tới mức số lượng giấy phép phát thải cho phép ban đầu, là 30.000 tấn/năm.

2. Mua thêm giấy phép và xả thải ở mức cao hơn mức được cấp ban đầu; ví dụ mua

thêm 10 giấy phép, như thế lượng chất thải của nhà máy bây giờ sẽ là 40.000 tấn. Trong trường hợp này nhà máy sẽ không giảm thải từ mức ban đầu.

3. Giảm lượng chất thải xuống thấp hơn mức 30.000 tấn được cho ban đầu, và đem

bán số giấy phép mà nhà máy không cần đến. Ví dụ nếu giảm lượng phát thải xuống còn 20.000 tấn, và bán đi 10 giấy phép không cần đến.

Có lẽ khó có thể thấy ngay được rằng việc mua và bán giấy phép giữa những đối tượng gây ô nhiễm (và có lẽ cả những người khác nữa) sẽ dẫn đến việc phân phối tổng lượng phát thải theo nguyên tắc cân bằng biên. Hình 13-1 sẽ giúp chúng ta thấy được điểm này. Giả sử có hai đối tượng cùng thải ra chất thải được hòa lẫn đồng nhất với nhau (chúng ta sẽ xét đến trường hợp xả chất thải không đồng nhất sau). Biểu đồ (a) thể hiện hàm MAC cho nhà máy A; biểu đồ (b) là hàm MAC của nhà máy B. Đơn vị để đo lượng phát thải E là ngàn tấn. Các hàm số MAC như sau:

MACA = 120 – 3EA MACB = 400 – 5EB

Cho MAC = 0 ta tìm được lượng phát thải ban đầu của mỗi nhà máy khi chưa có kiểm soát ô nhiễm, E0, ta có:

E0A = 40.000 tấn

E0B = 80.000 tấn

Tổng phát thải sulphur hàng năm E = 120.000 tấn Bây giờ các nhà chức trách quyết định mức phát thải mục tiêu là 80.000 tấn/năm. Họ ban hành 80 giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng, mỗi giấy phép cho phép phát thải 1.000 tấn/năm. Đây là hệ thống TDP-phát thải. Các giấy phép sau đó được phân bổ cho 2 nhà máy theo những tiêu chí phân bổ đã được thỏa thuận trước. Chẳng hạn cách phân bổ ở đây là phân bổ theo tỷ lệ phát thải hiện hành.60 Như vậy ban đầu nhà máy A nhận 30 giấy phép và B nhận 50 giấy phép. Các nhà máy này sẽ không thể phát thải vượt quá các mức 30.000 tấn và 50.000 tấn trừ phi họ mua bán giấy phép. Sẽ có thị trường mua bán giấy phép?

60 Chúng ta ph i làm tròn s đ tránh s gi y phép l .


Nguyên tắc mua bán cơ bản như sau: Nhà máy sẽ giảm phát thải đến một mức nào đó và bán lượng giấy phép thừa khi giá giấy phép trên thị trường lớn hơn hoặc bằng MAC tại mức phát thải này. Nhà máy sẽ mua giấy phép nếu giá giấy phép nhỏ hơn hoặc bằng MAC. Như vậy có thể xem đường MAC là đường cầu của nhà máy đối với giấy phép (nếu mua) và là đường cung (nếu bán).61 Nếu cạnh tranh, thị trường giấy phép sẽ hoạt động như bất kỳ thị trường nào khác. Giá và lượng giao dịch cân bằng được xác định bởi cung và cầu. Hình 13-1: Giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng hoạt động như thế nào

Nhà máy nào sẽ mua và nhà máy nào sẽ bán? Với MAC khác nhau, sẽ có mua bán và nhà máy có MAC thấp hơn sẽ bán giấy phép còn nhà máy có MAC cao sẽ mua. Trong hình 13-1, với mức phân bổ giấy phép ban đầu, nhà máy A có MAC thấp hơn MAC của nhà máy B (30$ so với 50$). Nghĩa là có khả năng nhà máy A sẽ tăng cường kiểm soát ô nhiễm, dư ra một số giấy phép và bán cho nhà máy B nếu tiền thu được từ bán giấy phép có thể bù đắp chi phí giảm ô nhiễm tăng thêm. Nhà máy B muốn mua số giấy phép này nếu tổng số tiền bỏ ra nhỏ hơn chi phí kiểm soát lượng ô nhiễm này. Chúng ta sẽ thấy điều này qua số liệu minh họa dưới đây. Ví dụ số liệu minh họa thị trường giấy phép hoạt động như thế nào: Tính toán lợi ích từ mua bán giấy phép 1. Tính lợi ích ròng của A (chi phí tiết kiệm được) nếu giảm lượng phát thải từ 30.000 tấn

xuống 15.000 tấn mỗi năm và bán lượng giấy phép thừa. Nhà máy A được gọi là nhà cung cấp giấy phép tiềm năng. Chi phí giảm ô nhiễm biên của A tại mức phát thải 15.000 tấn/năm như sau:

MACA = 120 – 3 (15) = 75$ Diện tích (a+b) trong hình 13-1 thể hiện thay đổi tổng chi phí giảm ô nhiễm biên nếu giảm phát thải từ 30.000 tấn xuống còn 15.000 tấn. Diện tích a = ½[(30 – 15)(75$ 30)] = 337,5$. Diện tích b = [(30 15) 30$] = 450$. Diện tích (a + b) = 787,5$.

61 ng cung bán gi y phép c a nhà máy s là đ ng MAC ngh ch đ o.

400 400

120

200

15 30 40 0 80

a b

c

75

150

0 50 65 25

e

d

EA EB

(a) (b)

Phát thải của nhà máy A (ngàn tấn SO2)

Phát thải của nhà máy B (ngàn tấn SO2)


Nếu nhà máy A bán 15 giấy phép dư cho nhà máy B với giá 75$/giấy phép, số tiền nhận được sẽ là diện tích (a + b + c) = 1.125$ dưới dạng doanh thu bán giấy phép. Do đó chi phí tiết kiệm được của nhà máy A là [(a + b + c) – (a + b)] = c = 337,5$.

2. Tính lợi ích ròng của B (chi phí tiết kiệm được) nếu mua 15 giấy phép của A và tăng lượng phát thải từ 50.000 tấn lên 60.000 tấn. Nhà máy B được gọi là người mua giấy phép tiềm năng.

Nhà máy B trả cho A 75$/giấy phép, như vậy tổng số tiền là 1.125$ (diện tích e trong hình 13-1). TAC của B sẽ giảm vì B tăng phát thải. Lượng TAC giảm bằng diện tích (d + e) = 1.687,5$. Do đó chi phí tiết kiệm được của nhà máy B là [(d + e) – e] = d = 562,5$. Trên đây chúng ta đã chứng minh cả hai công ty đều được lợi khi tham gia mua bán – lợi ích họ có được từ mua và bán 15 giấy phép chính là chi phí tiết kiệm được so với mức phân bổ giấy phép ban đầu. Tổng chi phí tiết kiệm được là (c + d) = 900$.62

Lợi ích từ mua bán giấy phép sẽ tiếp tục tới khi các chi phí giảm ô nhiễm biên của các nhà máy cân bằng nhau. Lưu ý rằng trong ví dụ trên cả 2 nhà máy đều có MAC bằng nhau (75$) tại đơn vị phát thải cuối cùng của 15 giấy phép được giao dịch. Tổng lượng phát thải vẫn đáp ứng được tiêu chuẩn 80.000 tấn một năm. Chúng ta có thể tìm ra được mức này sử dụng các nguyên tắc giải bài toán tiêu chuẩn cá nhân hiệu quả xã hội như trong chương 11. Nhớ lại rằng cân bằng hiệu quả-chi phí (thỏa mãn nguyên tắc cân bằng biên) là khi

MACA = MACB và EA + EB = mức phát thải mục tiêu

Sử dụng phương trình trên và mức phát thải mục tiêu 80.000 tấn/năm, chúng ta có EA = 15 và EB = 65 với MACA = MACB = 75$/ngàn tấn. Chú ý rằng hệ thống TDP hoạt động giống như hệ thống kết hợp giữa tiêu chuẩn và thuế để đạt được mục tiêu. Bởi vì tổng số giấy phép là cố định, ta thấy đã có một tiêu chuẩn ô nhiễm không thể vượt quá. Nhưng bởi vì có thể mua bán được giấy phép, thị trường sẽ đạt được mức giá đồng nhất khi chi phí giảm ô nhiễm biên của các nhà máy bằng nhau. Điều này giống thuế, ngoại trừ việc nhà chức trách không phải tìm hiểu đường MAC của các nhà máy là như thế nào để cân bằng chúng nhằm tìm ra mức thuế hữu hiệu. Một điểm quan trọng nữa là nhà chức trách không cần phải biết thông tin về đường MAC của từng nguồn phát thải – thị trường sẽ làm tất cả công việc này. Giao dịch – giá giấy phép nhân với số giấy phép giao dịch trên thị trường – sẽ cho thấy MAC của từng nguồn. Công cụ TDP ít yêu cầu thông tin hơn các công cụ chính sách khác. Dĩ nhiên, để xác định được mức phát

62 Trong giao d ch th c, giá s n m gi a giá t i thi u c a ng i bán và giá t i đa c a ng i mua, v i các m c giá t i thi u và t i đa này đ c xác đ nh b i các đ ng MAC. Ch ng h n n u các nhà máy giao d ch 2 gi y phép, MAC c a nhà máy A t i m c 28 t n phát th i là 36$, c a nhà máy B t i m c 52 t n là 140$. Giá gi y phép s n m gi a 2 gi i h n MAC này.


thải hiệu quả xã hội mục tiêu, hệ thống TDP cũng cần phải biết thông tin về MAC gộp và MD như các hệ thống chính sách khác mà chúng ta đã nghiên cứu. Quá trình thương lượng thực sự diễn ra như thế nào phụ thuộc vào số lượng người mua bán, MAC của họ v.v. Nhưng điểm thiết yếu ở đây là chừng nào chi phí giảm ô nhiễm biên còn khác biệt nhau giữa các đối tượng thì chừng đó họ vẫn có lợi khi mua bán giấy phép với nhau với một giá nào đó ở khoảng giữa những mức chi phí giảm ô nhiễm biên này. Như vậy, trong việc mua bán giấy phép và điều chỉnh lượng chất thải cho phù hợp với số giấy phép có trong tay, các đối tượng này sẽ đi tới một kết quả phù hợp với nguyên tắc cân bằng biên. Khi có nhiều công ty tham gia, hệ thống TDP vẫn hoạt động tương tự như trên nhưng các giao dịch trở nên phức tạp hơn. Sẽ phải phân phối giấy phép ban đầu cho rất nhiều công ty, nhiều người mua và người bán tiềm năng. Để nguyên tắc cân bằng biên vẫn thỏa mãn trong trường hợp này, rõ ràng tất cả các giấy phép được mua và bán phải có chung một mức giá. Điều này yêu cầu một thị trường toàn thể cho giấy phép, nơi mà người mua và bán có thể giao dịch một cách cởi mở và thông tin về giá giao dịch luôn luôn có sẵn cho bất cứ đối tượng tham gia nào. Chúng ta có thể thấy rằng, những tác động cạnh tranh thông thường cũng sẽ đem lại một mức giá giấy phép duy nhất. Nói chung giấy phép sẽ di chuyển từ những nguồn có chi phí giảm ô nhiễm biên thấp sang những nguồn có chi phí giảm ô nhiễm biên cao. Thể chế thị trường phải phát triển – và thực sự đã phát triển như chúng ta sẽ thấy trong chương 17. Ở thị trường sulphur điôxít Hoa Kỳ, thực sự đã có các nhà môi giới giấy phép, các ngân hàng và giao dịch giấy phép trên thị trường tại Chicago. Thị trường giấy phép, nếu cạnh tranh, sẽ giống như mọi thị trường khác, nơi mà giá giấy phép được quyết định bởi cung giấy phép và cầu giấy phép. Nhu cầu thường đến từ các công ty mới, các công ty cũ nhưng muốn mở rộng hoạt động nên cần giấy phép cho lượng phát thải gia tăng. Nhà cung cấp giấy phép thường là các công ty rời bỏ ngành, phá sản và đặc biệt là những công ty đầu tư vào công nghệ giảm ô nhiễm tốt hơn nên có giấy phép thừa để bán. Trong những năm gần đây, ý tưởng về hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng đã trở nên rất được ưa chuộng Không giống như phương pháp thuế phát thải, là cách giải quyết buộc người ta phải trả tiền cho những gì trước đây được hưởng không, các chương trình TDP bắt đầu bằng việc lập ra và phân phối một loại quyền sở hữu mới. Các quyền sở hữu này có giá trị thị trường miễn là tổng số giấy phép được lập ra được hạn chế. Theo quan điểm chính trị, có lẽ dễ thuyết phục người ta đồng ý một chính sách kiểm soát ô nhiễm có khởi đầu bằng cách phân phối quyền sở hữu mới có giá trị hơn là thông báo cho họ biết họ sẽ phải chịu một loại thuế mới. Dĩ nhiên, giống bất cứ một chính sách kiểm soát ô nhiễm nào, các chương trình TDP cũng có những vấn đề riêng cần phải được giải quyết nếu muốn đạt được kết quả hữu hiệu. Những lý thuyết sử dụng áp lực thị trường để đạt được mức giảm ô nhiễm hiệu quả phải được điều chỉnh để phù hợp với thực tế phức tạp. Các điểm chính của chính sách TDP: Giống tiêu chuẩn, giấy phép đảm bảo đạt được mức ô nhiễm mục tiêu. Giống thuế, giấy phép có thể chuyển nhượng khi được giao dịch trên thị trường cạnh

tranh là chính sách hiệu quả-chi phí.


Nhà chức trách không cần biết MAC của từng nguồn gây ô nhiễm để tìm ra “giá” hợp lý nhằm đạt hiệu quả-chi phí. Thị trường sẽ làm điều này một cách tự động, bởi vì nguồn gây ô nhiễm sẽ cân bằng giá giấy phép với MAC của họ. Nếu thị trường hoàn hảo, giá giấy phép sẽ bằng MAC của từng nguồn.

Khi đã đặt ra mức ô nhiễm mục tiêu, thị trường sẽ cho biết đường MAC của nguồn gây

ô nhiễm. Giao dịch xảy ra nếu MAC của các nguồn gây ô nhiễm là khác nhau để một số nguồn

trở thành người mua, một số thành người bán. Giao dịch giấy phép cho phép mỗi người tham gia tiết kiệm được chi phí so với mức

phân bổ giấy phép ban đầu. Các vấn đề về thiết lập thị trường TDP Việc Phân Bổ Quyền Ban Đầu Thành công của phương pháp TDP trong việc kiểm soát ô nhiễm tùy thuộc chủ yếu vào việc hạn chế số lượng quyền phát thải được phép lưu hành. Bởi vì các đối tượng gây ô nhiễm chắc chắn sẽ muốn có được càng nhiều quyền càng tốt trong lần phát hành đầu tiên, bước đầu tiên nhất của chương trình là bước có khả năng gây nhiều tranh cãi nhất: phải áp dụng công thức nào đây để phân bổ quyền được xả thải. Hầu như bất cứ quy định nào cũng sẽ chứa đựng sự bất bình đẳng. Ví dụ có thể phân chia quyền đồng đều cho tất cả nhà máy xả thải một loại chất thải nào đó. Nhưng điều này lại gặp phải một vấn đề là các nhà máy lại có quy mô rất khác nhau. Một số nhà máy bột giấy lớn hơn những cơ sở khác cùng loại chẳng hạn, và quy mô trung bình của những nhà máy bột giấy, xét về mặt sản lượng, có thể khác với quy mô trung bình của những nhà máy đóng chai nước giải khát sôđa. Vì thế có lẽ không công bằng khi cấp cho mỗi đối tượng gây ô nhiễm cùng một số giấy phép như nhau. Giấy phép có thể được phân bổ tùy theo mức độ xả thải hiện tại của các đối tượng. Chẳng hạn có thể cấp cho mỗi đối tượng một số giấy phép tương đương với 50% mức xả thải hiện tại. Điều này nghe có vẻ công bằng, nhưng trên thực tế, nó lại có những trở ngại về mặt khuyến khích kinh tế tiềm ẩn bên trong. Quy định như thế không công nhận một thực tế là có một số nhà máy đã tốn công sức làm giảm lượng chất thải của họ. Có thể dễ dàng lập luận rằng các nhà máy đó, những nhà máy mà vì lương tâm hay vì một lý do nào khác đã đầu tư vào việc giảm thải, không nên phải chịu thiệt khi nhận số giấy phép ít ỏi tương ứng với mức độ phát thải thấp của mình. Hướng phân bổ này thành ra có khuynh hướng chỉ ban thưởng cho những nhà máy lề mề giậm chân tại chỗ trong qua khứ mà thôi. Có thể còn tệ hơn như vậy nữa. Nếu các đối tượng gây ô nhiễm tin rằng giấy phép sẽ được phân bổ theo cách này, họ có thể sẽ tăng mức phát chất thải hiện tại, bởi như vậy họ được nhiều giấy phép hơn trong đợt phân bổ ban đầu. Mỗi một công thức phân bổ đều có những vấn đề của nó, và những nhà hoạch định chính sách cần phải thỏa hiệp nếu muốn phương pháp này được chấp nhận rộng rãi. Cũng liên quan chặt chẽ đến vấn đề này là có nên cấp cho không các quyền xả thải hay không, hay là nên bán thẳng hoặc đấu giá. Về nguyên tắc, điều này không là vấn đề miễn là các giấy phép được phân phối rộng rãi. Những giao dịch buôn bán trên thị trường tiếp theo sau đó sẽ tái phân phối lại chúng tùy theo chi phí giảm ô nhiễm biên tương đối của các đối tượng gây ô nhiễm, bất kể việc phân phối ban đầu như thế nào. Tuy nhiên, việc bán thẳng hoặc


đấu giá thì lại chuyển một số giá trị của các quyền ban đầu vào tay cơ quan đấu giá. Điều này rất tốt để các cơ quan quản lý công gây quỹ và dùng những quỹ này để giảm các loại phí hay thuế, nhưng cũng phải nhận thấy rằng sẽ có phản đối chính trị đối với một kế hoạch như vậy. Có thể áp dụng một hệ thống hỗn hợp bằng cách cấp phát miễn phí một số lượng giấy phép nhất định và cho đấu giá thêm một số giấy phép nữa. Hoặc có thể tính một khoản phí nhỏ trên những giấy phép được phân bổ ban đầu. Thiết Lập Các Quy Định Mua Bán Bất cứ một thị trường nào muốn hoạt động hiệu quả cũng cần có quy định rõ ràng quy định ai có thể mua bán và những thủ tục mua bán cần được tuân theo. Hơn nữa, các quy định không nên quá cồng kềnh nặng nề đến mức đối tượng tham gia thị trường không thể phán đoán chính xác tác động của quy định lên việc mua bán của họ ở một mức giá cụ thể nào đó. Điều này cũng hàm ý là các cơ quan quản lý công cộng cần phải “để yên không nhúng tay vào” sau khi đã phân phối quyền phát thải ban đầu. Các cơ quan môi trường thường có khuynh hướng tự nhiên đi ngược lại điều này, muốn theo dõi thị trường sát sao và có lẽ còn muốn ảnh hưởng đến kết quả hoạt động của nó nữa. Chẳng hạn cơ quan giám sát có thể muốn có quyền quyết định sau cùng đối với mọi việc mua bán nhằm ngăn chặn bất cứ vụ mua bán nào mà cơ quan này cho là không tốt ở khía cạnh nào đó. Điều này sẽ dẫn đến vấn đề khó khăn là sự không chắc chắn của người mua và người bán tăng lên, làm tăng mức chi phí giao dịch chung trên thị trường, và cản trở sự lưu thông hữu hiệu của các giấy phép. Một nguyên tắc chung mà các cơ quan quản lý công cộng phải theo là nên đặt ra những quy định đơn giản và rõ ràng rồi để cho việc mua bán tự diễn tiến. Một quy định căn bản cần phải có là nên để ai được tham gia vào thị trường. Thị trường này có nên chỉ giới hạn cho những đối tượng gây ô nhiễm hay không, hay là ai cũng có thể mua bán được? Chẳng hạn những nhóm cổ vũ việc bảo vệ môi trường có được phép mua giấy phép rồi để đó không cho lưu hành để giảm tổng số lượng phát thải không? Phản ứng đầu tiên có thể có là cho rằng những nhóm như vậy cần phải được quyền mua giấy phép, bởi vì đó là bằng chứng cho thấy giá sẵn lòng trả của xã hội để có tổng mức phát thải thấp hơn là lớn hơn giá của giấy phép, là giá được xác định bằng cách cân bằng các chi phí giảm ô nhiễm biên. Kết luận này có lẽ đúng nếu chúng ta đang đề cập đến một nhóm bảo vệ môi trường ở một địa phương hay một vùng mà các thành viên của nhóm hầu như đều nằm trong khu vực mua bán giấy phép phát thải đang bàn, và họ gây quỹ chủ đích là để mua các giấy phép phát thải trong vùng đó. Kết luận này có lẽ không còn đúng nữa nếu những nhóm vận động lớn có tầm cỡ quốc gia lại mua giấy phép trên thị trường chỉ của một vùng nào đó phục vụ mục đích chiến lược hay chính trị, mà điều này không phản ánh giá sẵn lòng trả của người dân sống trong vùng. Tuy nhiên bằng chứng cho thấy điều này chưa xảy ra với bất cứ thị trường TDP đang hoạt động nào. Chất Thải Không Đồng Nhất Giả sử chúng ta đang cố gắng thiết kế một chương trình TDP để kiểm soát tổng lượng khí SO2 thải ra trong một vùng có rất nhiều nguồn gây ô nhiễm khác nhau như các nhà máy nhiệt điện, các nhà máy công nghiệp v.v. nằm rải rác khá rộng khắp vùng. Hình 13-3 thể hiện một lược đồ mô tả tình hình này. Tất cả các điểm xả thải không cùng nằm ở một vị trí xét về vị trí tương đối của chúng đối với hướng gió chính trong vùng hay xét về khoảng cách của chúng tới vùng đông dân cư nhất. Một số điểm ở đầu gió, một số khác lại ở cuối nguồn của khu vực đông dân cư. Chúng ta giả sử rằng chi phí giảm ô nhiễm biên của các điểm xả thải này không giống nhau, và chúng cũng không giống nhau xét về mặt tác động


của các chất thải ra đến mức độ SO2 trong môi trường xung quanh trong khu vực có cư dân. Theo ngôn từ kỹ thuật, chúng có các hệ số chuyển tải khác nhau, tức mối liên quan giữa việc xả thải với những thiệt hại gây ra cho vùng đô thị lân cận. Sau khi đã phân phối các giấy phép phát thải, bây giờ chúng ta hãy để thị trường mua bán giấy phép hoạt động. Chừng nào mà số lượng giấy phép lưu hành vẫn được giữ không đổi thì chừng ấy chúng ta còn kiểm soát được tổng lượng phát thải SO2 một cách có hiệu quả. Nhưng nếu chúng ta cho phép mua bán giấy phép thẳng, nghĩa là một đổi một, giữa tất cả các nguồn không kèm theo một điều kiện gì, thiệt hại về môi trường từ tổng số chất thải đó có thể thay đổi. Ví dụ, nếu một nhà máy ở cuối nguồn gió bán một số giấy phép cho một hãng ở đầu nguồn gió thì tổng số giấy phép vẫn như trước nhưng bây giờ số chất thải đầu nguồn gió so với khu dân cư sẽ nhiều hơn và do đó, thiệt hại sẽ nhiều hơn. Điều này thường được gọi là vấn đề điểm nóng ô nhiễm. Vấn đề này cũng giống như vấn đề mà người ta gặp phải khi áp dụng tiêu chuẩn hoặc thuế đồng nhất đối với chất ô nhiễm không đồng nhất. Nếu chương trình chỉ đơn giản cho phép tất cả các đối tượng mua bán trên cơ sở một đổi một như nhau, rất dễ để xảy ra tình trạng là một nhà máy hoặc một nhóm các nhà máy nào đó có hệ số chuyển tải cao – nghĩa là lượng chất thải do họ xả ra có tác động nặng nề hơn đến chất lượng môi trường xung quanh – lại thu gom được nhiều giấy phép hơn. Một cách để tránh tình trạng này có lẽ là điều chỉnh việc mua bán trên cơ sở tính đến cả các tác động của các nguồn gây ô nhiễm riêng rẽ. Giả sử số chất thải do nguồn B xả ra có tác hại gấp đôi số chất thải do nguồn A thải ra đơn giản bởi vì vị trí của hai nguồn. Khi đó những người điều phối chương trình có thể đặt ra một quy định là nếu B mua giấy phép của A, B phải mua hai giấy phép chỉ để sử dụng một mà thôi. Đây gọi là hệ thống TDP-dựa vào chất lượng môi trường xung quanh. Khi nguồn phát thải là không đồng nhất, hệ thống dựa vào chất lượng môi trường xung quanh là cần thiết để đạt được cân bằng hiệu quả-chi phí. Tuy nhiên kiểu thị trường này hoạt động rất phức tạp. Với nhiều nguồn với nhiều hệ số chuyển tải khác nhau, nhà chức trách phải quyết định cho từng nguồn: bao nhiêu giấy phép mua từ nguồn khác thì được tính là một giấy phép mới. Nếu có 5 nguồn, nhà chức trách chỉ cần đưa ra 10 hệ số giao dịch; nếu có 20 nguồn khác nhau, phải có 190 hệ số.63 Một cách khác để tránh phải giải quyết vấn đề này có thể là sử dụng một hệ thống khoanh vùng tương tự như việc tính thuế chất thải theo vùng mà chúng ta đã đề cập trước đây. Nhà chức trách sẽ chỉ định ra một loạt các vùng như vậy, mỗi vùng bao gồm những nguồn gây ô nhiễm tương đối giống nhau về vị trí và tác động của chất thải đối với chất lượng môi trường xung quanh. Hình 13-3 cho chúng ta thấy 4 vùng như vậy. Nhà chức trách khi đó có thể làm một trong những việc sau: cho phép mua bán giấy phép giữa các công ty trong cùng một vùng, hoặc điều chỉnh tất cả giao dịch giữa các vùng theo hệ thống dựa vào chất lượng môi trường xung quanh. Chẳng hạn, nếu các nguồn ở vùng B có hệ số chuyển tải gấp đôi các nguồn trong vùng C, thì bất cứ nguồn nào của vùng B mua giấy phép từ bất cứ hãng nào ở vùng C cũng sẽ phải mua hai giấy phép để được quyền sử dụng một, và bất cứ nguồn nào ở vùng C cũng sẽ chỉ phải mua nửa giấy phép từ một nguồn ở vùng B là đã có được quyền của cả một giấy phép.

63 Nói chung, n u có n ngu n, ph i có [n(n – 1)]/2 h s giao d ch. Rõ ràng là c c k khó thi t l p h th ng d a vào ch t l ng môi tr ng xung quanh. Nhà ch c trách do đó c n xem xét chính sách t t th nhì, ch ng h n nh h th ng chia vùng (ho c các lo i chính sách khác).


Hình 13-2: Phát thải không đồng nhất và chương trình TDP

TDP và vấn đề cạnh tranh Việc cho phép mua bán giấy phép giữa các vùng khác nhau hoặc ngược lại, việc hạn chế mua bán giữa các vùng có tầm quan trọng lớn hơn là khi mới thoạt trông ban đầu. Các chương trình giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng hoạt động thông qua một quá trình mua bán trong đó người bán và người mua quan hệ qua lại với nhau để chuyển quyền sở hữu có giá trị. Thị trường hoạt động tốt nhất khi có sự cạnh tranh đáng kể giữa những người bán với nhau cũng như giữa những người mua với nhau; thị trường hoạt động kém đi rất nhiều nếu có quá ít người mua hay người bán đến mức các áp lực của cạnh tranh quá yếu hoặc hoàn toàn không có. Trong trường hợp có ít kẻ mua người bán, thì một trong số này, hoặc có thể là một nhóm nhỏ trong số này, có thể chi phối thị trường, thông đồng với nhau về giá cả, đặt các mức giá khác nhau cho những đối tượng khác nhau, hay dùng quyền kiểm soát các giấy phép của mình để giành quyền kiểm soát kinh tế trong ngành công nghiệp của mình v.v. Vì thế từ quan điểm cần phải khuyến khích nuôi dưỡng cạnh tranh, chúng ta cần mở rộng vùng mua bán giấy phép ra càng rộng càng tốt, để có được nhiều đối tượng muốn mua bán giấy phép với nhau. Nhưng điều này có thể đi ngược lại với thực tế sinh thái. Trong thực tế có thể có những lý do về khí tượng hay thủy văn đòi hỏi phải hạn chế vùng mua bán trong một vùng địa lý tương đối hẹp. Nếu mục tiêu là kiểm soát lượng khí thải đang ảnh hưởng đến một thành phố nào đó chẳng hạn, chúng ta có thể không muốn các công ty ở đó mua bán giấy phép với các công ty ở thành phố khác. Hoặc nếu mối quan tâm của chúng ta là làm sao kiểm soát được lượng chất thải đang đổ vào một con sông hay hồ nào đó, chúng ta không thể cho phép các nguồn gây ô nhiễm ở gần đó mua bán giấy phép với các nguồn khác nằm bên một nguồn nước hoàn toàn khác. Như thế, vì những lý do về môi trường có lẽ nên hạn chế vùng mua bán giấy phép, trong khi vì những lý do kinh tế chúng ta lại muốn vùng mua bán được quy định thật rộng. Không có một quy tắc vàng nào chỉ ra được chắc chắn cần phải cân đối hai yếu tố này ra sao trong mọi trường hợp. Nhà chức trách chỉ có thể xem xét các trường hợp cụ thể mỗi khi chúng nảy sinh và cân nhắc những khía cạnh riêng biệt của các yếu tố môi trường cũng như những điểm tế nhị về điều kiện cạnh tranh trong các ngành công nghiệp mà thôi.

Hướng gió

thường thổi

A B C

D

Vị trí của mỗi nguồn phát thải Mật độ dân số cao nhất

Vùng giao dịch giấy phép

Chất thải hỗn hợp không đồng nhất gây ra tình huống phức tạp cho chương trình TDP. Nếu có thể giao dịch giấy phép bất cứ nơi nào trong khu vực, sẽ xuất hiện điểm nóng ô nhiễm nếu người nắm giữ giấy phép tập trung ở vùng B, gần và cùng hướng gió đến khu dân cư đông đúc. Hệ thống mua bán giấy phép theo vùng sẽ nhóm các nguồn theo hệ số chuyển tải. Cho phép giao dịch 1 đổi 1 trong từng vùng. Điều này triệt tiêu điểm nóng nhưng làm hệ thống trở nên phức tạp.


Các chương trình TDP và việc cưỡng chế thực thi Như đã đề cập ở trên, chương trình TDP buộc các nguồn gây ô nhiễm phải giữ mức phát thải không được vượt qua định mức tổng số giấy phép phát thải họ có. Như vậy, cơ quan chủ quản chương trình chủ yếu sẽ phải theo dõi hai mặt sau: số giấy phép mỗi nguồn gây ô nhiễm đang có, và lượng chất thải từ mỗi nguồn này xả ra. Vì đã biết việc phân bổ giấy phép ban đầu, cơ quan này phải có cách nào đó để theo dõi quá trình mua bán giấy phép giữa các thành viên trên thị trường. Thực tế, việc mua bán có thể trở nên rất phức tạp khi có nhiều người mua kẻ bán và nhiều kiểu giao dịch mua bán khác nhau, chẳng hạn như kiểu cho thuê tạm thời hoặc cho thuê theo hợp đồng dài hạn ngoài kiểu chuyển nhượng vĩnh viễn. Bởi vì người mua (hay thuê) giấy phép đương nhiên cảm thấy cần phải cho cơ quan chức năng biết mình đã mua giấy phép và bởi vì mọi vụ mua bán đã bao hàm cả người bán rồi, nên một hệ thống tự báo cáo, cộng với những phương tiện chuyển giao thông tin hiện đại, có lẽ đã đủ để cung cấp những thông tin đáng tin cậy về việc đối tượng nào đang giữ bao nhiêu giấy phép. Cơ quan quản lý chương trình phải có khả năng theo dõi giám sát xem lượng chất thải từ mỗi nguồn gây ô nhiễm có vượt quá số giấy phép đang có hay không. Nếu các giấy phép thể hiện tổng số lượng chất thải xả ra trong một khoảng thời gian nào đó, phải có biện pháp đo lường được lượng chất thải tích lũy từ mỗi nguồn. Yêu cầu này cũng giống như đối với các chính sách khác. Nếu có cơ sở chắc chắn rằng lượng phát thải là khá đồng đều trong suốt năm, nhà chức trách có thể kiểm định lượng chất thải tích lũy bằng cách kiểm tra đột xuất mức độ phát thải. Tuy nhiên, đối với hầu hết các nguồn gây ô nhiễm công nghiệp, lượng chất thải xả ra hàng ngày, hàng tuần, hay theo từng mùa đều có sự khác biệt đáng kể. Vì thế, cần phải có những biện pháp theo dõi giám sát phức tạp hơn. Một khía cạnh tốt của các chương trình TDP là ở chỗ chúng có thể sẽ tạo được động cơ khuyến khích các đối tượng theo dõi giám sát lẫn nhau, ít nhất là một cách không chính thức. Khi một số nguồn xả ra nhiều chất thải hơn mức giấy phép cho phép, thì những nguồn phát thải này thực tế là đang lừa đảo vì không mua đủ số giấy phép cho mức phát thải của họ. Điều này như thế sẽ làm mức cầu giấy phép xuống thấp hơn mức lẽ ra phải có. Và điều đó có tác động làm giảm giá thị trường của các giấy phép phát thải. Việc này rõ ràng đi ngược lại lợi ích của bất cứ công ty nào đang nắm giữ nhiều giấy phép, và những công ty như vậy sẽ có động cơ giám sát các công ty khác không phát thải gian dối. TDP và khuyến khích Nghiên cứu & Phát triển Trong các chương trước chúng ta đã thấy tiêu chuẩn phát thải không tạo ra động lực khuyến khích cải tiến và tìm ra công nghệ giảm ô nhiễm giá rẻ, trong khi thuế phát thải lại làm được điều này. Về phương diện này, các chương trình TDP cũng tương tự như thuế phát thải, ít ra là trên lý thuyết. Hãy xét một cong ty ở hình 13-3. Giả sử hiện tại đường biểu diễn hàm chi phí giảm ô nhiễm biên của công ty là MAC1. Mối tờ giấy phép phát thải được bán với giá là p, và chúng ta giả sử rằng dự kiến giá này sẽ không thay đổi. Công ty đã điều chỉnh số giấy phép sao cho hiện giờ đang có E1 giấy phép trong tay. Lượng phát thải do đó cũng là E1 và tổng chi phí giảm ô nhiễm là (a + b). Động cơ khuyến khích thực hiện nghiên cứu và phát triển là tìm ra cách kiểm soát phát thải ít tốn kém hơn, để công ty có thể giảm lượng phát thải và bán đi những giấy phép dư không dùng đến. Sẽ được bao nhiêu nếu chuyển đường chi phí giảm ô nhiễm biên thành MAC2? Với đường MAC2, công ty sẽ phát thải ở mức E2. Tổng chi phí giảm ô nhiễm sẽ là (b + d), nhưng công ty sẽ có thể bán được (E1 – E2) giấy phép với mức doanh thu p(E1 – E2) = (c +d).


Lợi ích ròng của R&D là: (Tổng chi phí giảm ô nhiễm với MAC1) – (Tổng chi phí giảm ô nhiễm với MAC2) + (Doanh thu từ việc bán TDP) = (a + b) – (d + b) + (c + d) = (a + c). Lợi ích ròng này hoàn toàn bằng với tiết kiệm có được của thuế phát thải (xem chương 12). Giá thị trường của giấy phép cũng có vai trò khuyến khích kinh tế giống như một mức thuế phát thải. Nếu không giảm lượng phát thải, các công ty coi như đang bỏ qua một mức thu nhập tăng thêm lẽ ra có thể có được khi bán số giấy phép không dùng đến. Hình 13-3: TDP và thay đổi công nghệ

TÓM TẮT Giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng đã được sử dụng rộng rãi ở Bắc Mỹ. Có nhiều chương trình được thực hiện ở Hoa Kỳ, chẳng hạn như chương trình TDP giảm SO2 trong ngành sản xuất điện. Một số nước đang khảo sát thành lập hệ thống mua bán carbon trên toàn thế giới trong khi các công ty đã thực sự mua bán carbon để đón đầu thị trường này. Canada cũng đang xem xét áp dụng TDP cho carbon, nitrogen oxide, hợp chất hữu cơ dễ bay hơi. Người ta kỳ vọng phương pháp kiểm soát ô nhiễm này có chi phí thấp hơn so với hệ thống tiêu chuẩn phát thải dựa vào công nghệ hiện hành, và từ khía cạnh chính trị, TDP cũng dễ áp dụng hơn thuế phát thải. Nhưng các chương trình TDP cũng có những vấn đề riêng. Việc thị trường TDP hoạt động như thế nào rõ ràng có ý nghĩa quyết định đến việc chính sách này có phát huy tác dụng được hay không. Có cả một loạt những yếu tố quan trọng chi phối: ai sẽ được cấp phát giấy phép lúc ban đầu, mức độ mong muốn giảm thiểu chi phí của họ, mức độ cạnh tranh trên thị trường, các quy định giao dịch mua bán giấy phép do cơ quan quản lý đặt ra, khả năng theo dõi giám sát và cưỡng chế thi hành v.v. Tuy nhiên hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng có lẽ là một ý tưởng đã đến thời điểm chín muồi.

e d

c a

b

E2 E1

p

$

Giá giấy phép

MAC1

MAC2

TDP tạo ra động cơ khuyến khích đầu tư vào công nghệ giảm ô nhiễm tiết kiệm chi phí. Người gây ô nhiễm ban đầu có E1 giấy phép sẽ thực hiện R&D để giảm MAC1 xuống MAC2. Với MAC2, người gây ô nhiễm sẽ giảm phát thải xuống E2. Do đó họ sẽ bán số giấy phép thừa với giá p và có được doanh thu là diện tích (c + d), như vậy thu nhập ròng là diện tích (a + c).


Cả hai hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng và thuế phát thải đều nhằm chuyển gánh nặng trách nhiệm về việc đưa ra các quyết định kỹ thuật kiểm soát ô nhiễm từ các nhà quản lý tập trung sang chính các đối tượng gây ô nhiễm. Chúng ta cần nhấn mạnh rằng: Các chính sách khuyến khích kinh tế như TDP và thuế không nhằm giao các mục tiêu kiểm soát ô nhiễm cho các đối tượng gây ô nhiễm. Không phải thị trường là nhân tố quyết định mức kiểm soát ô nhiễm hiệu quả nhất cho xã hội. Đúng hơn là, chúng là các phương cách khuyến khích cố gắng của chính các đối tượng gây ô nhiễm nhằm tìm ra những cách hiệu quả hơn để đáp ứng mục tiêu giảm thải chung. CÁC THUẬT NGỮ CHÍNH Hệ thống TDP dựa trên chất lượng môi trường xung quanh Vấn đề điểm nóng ô nhiễm Hệ thống TDP dựa trên phát thải Giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng Lợi ích từ mua bán giấy phép BÀI TẬP 1. Sử dụng đường MAC trong ví dụ giấy phép phát thải sulphur trong chương này, tính

tổng chi phí của các công ty trước khi có giao dịch, sau khi giao dịch 15 giấy phép. Ai có lợi nhiều nhất? Tại sao?

2. Sử dụng đường MAC ở trên, tính chi phí tư nhân và chi phí xã hội của hệ thống TDP

trong trường hợp đấu giá giấy phép lúc ban đầu. So sánh kết quả này với kết quả trong câu 1 và giải thích tại sao nếu có sự khác biệt.

3. Hai nguồn gây ô nhiễm có thể kiểm soát việc phát thải thông qua hai hàm giảm ô

nhiễm biên như sau: MAC1 = 300 – 10E1 và MAC2 = 90 – 5E2. Giả sử mức ô nhiễm mục tiêu là 30 đơn vị. Chúng ta không biết mức này là hiệu quả xã hội hay không. (a) Tính mức phát thải của mỗi nguồn để đạt hiệu quả-chi phí xã hội. (b) Giải thích áp dụng hệ thống giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng như thế nào

để đạt được mức phát thải mục tiêu. Giả sử ban đầu cấp cho mỗi nguồn 15 giấy phép. Chính phủ cấp giấy phép này miễn phí. Tính xem mỗi nguồn giữ bao nhiêu giấy phép, giá giấy phép, tổng chi phí tư nhân của hệ thống giấy phép sau khi thị trường hoạt động. Chi phí tư nhân của mỗi nguồn thay đổi như thế nào nếu chính phủ bán đấu giá giấy phép lúc ban đầu?

4. Công cụ chính sách nào sau đây tạo ra động cơ khuyến khích đầu tư R&D nhiều nhất

để giảm MAC: tiêu chuẩn cá nhân, thuế phát thải, TDP? Chứng minh bằng đồ thị.


CÂU HỎI THẢO LUẬN 1. Chính phủ thiết lập hệ thống TDP trao giấy phép cho các nguồn gây ô nhiễm và tạo ra

thị trường mua bán giấy phép. Hệ thống này phản ứng với các công ty mới phát thải như thế nào? Các vấn đề gì có thể nảy sinh? Giải thích.

2. Cơ sở nào để tán thành và phản đối việc cho bất cứ ai (ngân hàng, cá nhân, nhóm môi

trường, cơ quan nhà nước v.v.) mua và bán giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng? 3. Có một số khuyến nghị thành lập hệ thống giấy phép chuyển nhượng được cho việc

bảo tồn động vật hoang dã và bảo vệ môi trường sống. Hệ thống này sẽ hoạt động như thế nào?


CHƯƠNG 14

TRIỂN VỌNG CHÍNH SÁCH MÔI TRƯỜNG Ba chương vừa qua đã giới thiệu các công cụ mệnh lệnh và kiểm soát, những chính sách khuyến khích kinh tế như thuế, trợ cấp, và giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng. Chương này tiến hành phân tích làm nổi bật những điểm khác nhau giữa các chính sách. Trước tiên, dùng ví dụ số học và phương pháp đại số đơn giản tương tự như cách đã sử dụng trong ba chương trước, chúng ta so sánh các giải pháp hiệu quả - chi phí đối với tất cả các chính sách theo các tiêu chí sau: chi phí thực thi cá nhân và xã hội, các động cơ khuyến khích đầu tư vào công nghệ mới giảm ô nhiễm và các yêu cầu thông tin để thực thi chính sách. Phân tích này sẽ được trình bày rõ trong phần 5, nó giúp cho bạn nhận ra chính sách nào sẽ hoạt động tốt nhất cho từng vấn đề môi trường cụ thể. Phần thứ hai sẽ giới thiệu tính không chắc chắn của dạng hàm chi phí giảm ô nhiễm biên và hàm thiệt hại biên trong mô hình. Tính không chắc chắn có thể cản trở việc đạt tới trạng thái cân bằng hiệu quả xã hội. Một tiêu chí khác cho việc chọn lựa giữa các chính sách cũng sẽ được trình bày trong chương này – đó là tối thiểu hóa chi phí xã hội ở tại một mức phát thải không hiệu quả. Cuối cùng, chúng ta kết thúc bằng một thảo luận về các tác động khuyến khích của từng chính sách để làm rõ dạng hàm của đường MAC. SO SÁNH CÁC CÔNG CỤ CHÍNH SÁCH Nhắc lại mô hình cơ bản: Chi phí thực thi Giả sử có hai công ty, L và H, có chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau. Thông thường, chất thải được ký hiệu là Ei, với i = L và H. Giả sử công ty L có chi phí giảm ô nhiễm biên thấp chi phí của hơn công ty H. Cả hai công ty đều hoạt động trong thị trường cạnh tranh hoàn hảo. Không có sự bóp méo nào trong nền kinh tế ngoại trừ ô nhiễm từ các công ty. Chúng ta cũng giả thiết chất thải ô nhiễm đang xét là hỗn hợp đồng nhất.

MACL = 900 – 15EL

MACH = 2000 – 25EH Nếu không có qui định nào đối với việc gây ô nhiễm thì mỗi công ty sẽ có chi phí xử lý ô nhiễm bằng 0. Mức phát thải đối với công ty có mức chi phí giảm ô nhiễm thấp là 60 tấn, còn công ty có chi phí giảm ô nhiễm cao là 80 tấn. Lượng phát thải này được tính bằng cách lần lượt cho từng phương trình trên bằng 0 và giải ra giá trị E. Do vậy, tổng lượng phát thải khi không có qui định là 140 tấn. Hình 14.1 minh họa chi phí giảm ô nhiễm biên của từng nguồn gây ô nhiễm. Giả sử nhà chức trách muốn giảm bớt 40% lượng phát thải. Như vậy lượng phát thải mục tiêu là 84 tấn. Mức phát thải mục tiêu này thể hiện sự cân bằng hiệu quả xã hội, hay đó là dự đoán tốt nhất của các nhà chức trách. Trong phần thảo luận sau, hiệu quả xã hội không quan trọng trong bất kỳ sự thỏa thuận nào. Mỗi chính sách đều có thể đạt được mức phát thải là 84 tấn. Nếu mục tiêu trên là hiệu quả xã hội thì mỗi chính sách cũng có thể làm được như thế. Vậy điểm khác biệt giữa các chính sách là liệu các chính sách này có mang lại hiệu quả chi phí hay không; nghĩa là các chính sách đó có tối thiểu hóa chi phí xã hội hay không khi đạt mức ô nhiễm mục tiêu. Chúng ta sẽ tập trung vào vấn đề hiệu quả - chi phí trong chương này.


Hình 14.1: Phát thải hiệu quả chi phí

Điểm cân bằng hiệu quả -chi phí cho hai nguồn gây ô nhiễm với các đường MAC khác nhau đạt được khi các đường MAC bằng nhau. Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao giảm lượng phát thải từ 80 xuống 59 tấn, trong khi lượng phát thải của công ty có chi phí thấp sẽ giảm từ 60 xuống 25 tấn. Cả hai đường MAC đều bằng 525 đô la. Chính sách thuế, TDP, và tiêu chuẩn cá nhân đều là hiệu quả - chi phí. Một tiêu chuẩn đồng nhất được thiết lập ở mức 42 tấn thì không phải là hiệu quả - chi phí bởi vì các đường MAC không bằng nhau tại mức phát thải. Chúng ta hãy xem xét lại hai cách đo lường chi phí thực thi của một chính sách. Chi phí thực thi cá nhân đo lường tổng chi phí xử lý chất thải của nguồn gây ô nhiễm. Đó là tổng chi phí giảm ô nhiễm (TAC) của nguồn gây ô nhiễm cộng với bất kỳ khoản thuế phải trả hoặc chi phí mua giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng được (TDP) hay doanh thu từ việc bán giấy phép đó. Chi phí thực thi xã hội được xác định bằng chi phí thực thi cá nhân trừ đi khoản thuế hay doanh thu giấy phép được phân phối lại cho nguồn gây ô nhiễm. Những khoản thu này sẽ không ảnh hưởng tới quyết định sản xuất của các công ty nếu tất cả doanh thu được hoàn trả lại toàn bộ (nghĩa là không phụ thuộc vào lượng phát thải). Từ quan điểm xã hội, chi phí thực thi xã hội thực sự có ý nghĩa. Chúng ta tính toán chi phí thực thi cá nhân vì những chi phí này minh họa khá rõ các đặc điểm kinh tế chính trị của chính sách. Khi chi phí tư nhân của một chính sách là cao thì chúng ta có thể thấy nguồn gây ô nhiễm phản đối việc thực thi chính sách đó. Việc xác định hai nguồn gây ô nhiễm có chi phí giảm ô nhiễm biên khác nhau cho phép chúng ta thấy các chính sách có thể có tác động khác nhau lên các công ty đang hoạt động trong cùng một ngành công nghiệp. Điểm cân bằng hiệu -quả chi phí được xác định khi hai điều kiện sau được thỏa mãn:

EL + EH = 84 MACL = MACH

Điều này đảm bảo tổng lượng chất thải bằng với lượng ô nhiễm mục tiêu và chi phí giảm ô nhiễm của những nguồn gây ô nhiễm là bằng nhau tại mức phát thải cân bằng, có nghĩa là

525 đô la là thuế trên một đơn vị và là giá cân bằng của mỗi giấy phép

25 tấn là tiêu chuẩn cá nhân của công ty L và là mức phát thải sau khi mua bán giấy phép.

59 tấn là tiêu chẩn cá nhân của công ty H và là mức phát thải sau khi mua bán giấy phép.


nguyên tắc cân bằng biên được thỏa mãn. Giải phương trình MAC trên chúng ta sẽ tìm ra giá trị EL = 25, EH =59, và MACL = MACH = $525 tại mức phát thải mang lại hiệu quả-chi phí cho mỗi công ty. Do mức phát thải ban đầu của công ty L là 60 và của công ty H là 80, nghĩa là tổng lượng chất thải giảm đi là 35 của công ty L và 21 đơn vị của công ty H. Mức thuế sẽ được qui định là $525 trên một đơn vị chất thải. Tiêu chuẩn cá nhân sẽ được qui định tại mức phát thải mang lại hiệu quả-chi phí là 25 và 59. Chúng ta giả sử tiêu chuẩn đồng nhất ở mức 42 đơn vị phát thải cho mỗi công ty; nghĩa là yêu cầu mỗi nguồn phát thải cùng một lượng như nhau bất kể chi phí giảm ô nhiễm của hai nguồn đó như thế nào. Chúng ta xem xét hai chính sách giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng được (TDP. Trước tiên, chúng ta giả sử những nguồn gây ô nhiễm được cấp TDP mà không chịu bất kỳ lệ phí nào. Giả sử nhà chức trách không biết gì về lượng chất thải ban đầu của các nguồn gây ô nhiễm. Đơn giản là chúng ta lấy tổng lượng chất thải chia cho số nguồn gây ô nhiễm, và cấp giấy phép cho mỗi công ty được phát thải ra bên ngoài là 42 đơn vị. Sau lần phân phối đầu tiên, các công ty có thể mua bán giấy phép. TDP còn có thể được đấu giá. Với chính sách này, nhà chức trách đơn giản đề nghị bán 84 giấy phép và để tự các công ty đấu giá với nhau. Giả sử thời gian là đủ để mỗi chính sách đạt tới trạng thái cân bằng. Vậy thì chính sách nào trong những chính sách trên có thể đạt tới trạng thái cân bằng hiệu quả-chi phí? Chỉ chính sách tiêu chuẩn đồng nhất là thất bại về mặt hiệu quả - chi phí như được ghi nhận ở chương 11. Tại mức phát thải là 42 đơn vị, MACL = $270 và MACH = $950. Con số này có thể không đạt tính hiệu quả - chi phí vì chi phí giảm ô nhiễm biên của hai công ty không bằng nhau tại điểm cân bằng. Một tiêu chuẩn cá nhân thiết lập tại mức phát thải hiệu quả, một mức thuế được định ra tại mức giá hiệu quả, và cả hai hệ thống TDP đều đạt hiệu quả - chi phí. Bảng 14.1 trình bày chi phí thực thi cá nhân và chi phí thực thi xã hội của mỗi chính sách. Như đã minh họa, chi phí thực thi xã hội là giống nhau đối với tất cả các chính sách ngoại trừ tiêu chuẩn đồng nhất. Tổng chi phí xã hội về mặt hiệu quả - chi phí là $14.700. Bảng số liệu trình bày rõ tiêu chuẩn đồng nhất đạt được mức phát thải mục tiêu với tổng chi phí vượt quá tổng chi phí của các chính sách khác. Tiếp theo, ghi nhận sự khác biệt trong chi phí kiểm soát cá nhân giữa các chính sách và giữa hai loại công ty. Các chính sách có thể được xếp hạng theo chi phí tư nhân từ thấp nhất đến cao nhất cho từng loại nguồn gây ô nhiễm. Đối với nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp, chính sách được ưa thích sắp xếp theo chi phí thấp nhất đến chi phí từ thấp nhất đến cao nhất là (a) TDP được phân bổ ban đầu không chịu phí tổn, (b) tiêu chuẩn đồng nhất, (c) tiêu chuẩn cá nhân, và (d) sự ràng buộc thuế đồng nhất và chính phủ bán đấu giá TDP. Đối với nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao, trật tự xếp hạng là tiêu chuẩn cá nhân, rồi đến TDP không đấu giá, tiếp theo là tiêu chuẩn đồng nhất và cuối cùng là thuế và TDP được bán đấu giá. Cho nên, chính sách tiêu chuẩn có tác động khác nhau phụ thuộc vào nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao hay thấp nhưng có điều thấy rõ là các tiêu chuẩn này luôn có chi phí thấp hơn thuế hay hệ thống TDP bán đấu giá. TDP được phân bổ ban đầu không tính phí luôn là chính sách được ưa thích nhất hay nhì trong bảng danh sách64. Đều này giúp giải thích tại sao các nguồn gây

64 Bảng xếp hạng của TDP miễn phí được phân bổ ban đầu sẽ là một hàm của sự phân bổ các giấy phép ban đầu. Ví dụ, nếu nguồn gây ô nhiễm nhận giấy phép phát thải theo tỷ lệ phát thải ban đầu, công ty L sẽ lấy 36 giấy phép còn công ty H lấy 48. Điều này có thể thay đổi chi phí kiểm soát tư nhân đối với công ty L là 3.412,50 đô la và công ty H là 11.287,50 đô la. Việc phân bổ này làm cho chính sách đứng thứ hai theo tiêu chí chi phí thấp nhất đối với công ty L. Do vậy, giấy phép được ưa thích hơn thuế và thuế thì được ưa thích


ô nhiễm ngày càng ủng hộ việc thực hiện chính sách TDP. Rõ ràng các nguồn gây ô nhiễm thích TDP hơn thuế và ít ra chiếm ưu thế hơn các dạng tiêu chuẩn. Các tác động của tiêu chuẩn cũng khác nhau là điều thú vị và có thể giúp giải thích sự ủng hộ cho các chính sách khác nhau. Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao sẽ ưa thích tiêu chuẩn cá nhân hơn. Nếu nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao cũng là đại diện cho những công ty đang tồn tại trong một ngành công nghiệp thì điều hiển nhiên là họ sẽ phản đối các tiêu chuẩn đồng nhất. Nếu các công ty mới tham gia vào ngành có MAC thấp, một tiêu chuẩn đồng đều rõ ràng sẽ là điều bất lợi đối với công ty cũ. Do vậy, thực tế khi áp dụng các tiêu chuẩn, chúng ta sẽ thấy có một tiêu chuẩn thường xuyên áp dụng cho các công ty đang hoạt động trong ngành và một tiêu chuẩn khắt khe hơn dành cho công ty mới tham gia vào ngành. Bảng số liệu cũng chỉ rõ những nguồn gây ô nhiễm sẽ phản kháng việc thực thi chính sách thuế và TDP bán đấu giá bởi chi phí tư nhân của các công ty cao tương đối so với các chính sách còn lại. Cột khuyến khích công nghệ tóm lược thông tin đã trình bày ở chương 11 đến chương 13 về việc khuyến khích đầu tư vào lĩnh vực nghiên cứu và phát triển (R&D) nhằm đạt được chi phí giảm ô nhiễm biên MAC thấp hơn. Chúng ta thấy tất cả các tiêu chuẩn đều tạo ra ít động lực đầu tư vào R&D hơn so với các chính sách còn lại. Trong tiêu chuẩn cá nhân khi các yếu tố khác không đổi, công ty càng có chi phí xử lý chất thải thấp hơn thì có thể phải chia sẽ tổng lượng chất thải phải giảm nhiều hơn. Thậm chí mỗi nguồn gây ô nhiễm có động cơ báo cáo sai chi phí xử lý chất thải của họ, với hi vọng thuyết phục các nhà chức trách rằng thực tế họ phải chịu chi phí cao hơn. Cho nên nhà chức trách vốn quan tâm đến hiệu quả - chi phí sẽ ấn định cho công ty một tiêu chuẩn khoan dung hơn. Trong phần tiếp theo của chương này, chúng ta sẽ minh họa bằng đồ thị về động cơ báo cáo sai thông tin trong trường hợp chính sách tiêu chuẩn so với chính sách thuế Đối với tất cả các chính sách khác, có những động cơ mạnh mẽ đầu tư vào các thiết bị xử lý chất thải, bởi vì mỗi đơn vị ô nhiễm giảm đi sẽ làm giảm tổng chi phí cá nhân của chính sách đó. TDP đấu giá và thuế có khuynh hướng tạo ra khuyến khích mạnh mẽ nhất để tìm ra đường MAC thấp hơn, vì tiết kiệm chi phí từ việc giảm hóa đơn tiền thuế hoặc khoản thanh toán cho TDP có khả năng rất lớn. Cột thông tin được yêu cầu chỉ ra rõ lượng thông tin mà nhà chức trách cần có để xác định mức độ phát thải mục tiêu. Chúng ra không cần quan tâm đến các thông tin yêu cầu cho việc thực thi từng chính sách. Hai chính sách được xếp hạng “thấp“: tiêu chuẩn đồng nhất và TDP đấu giá yêu cầu lượng thông tin là ít nhất. Trong trường hợp tiêu chuẩn đồng nhất được định nghĩa như trên (các công ty được phép phát thải một lượng bằng nhau)65, nhà chức trách không cần biết thêm bất kỳ thông tin nào từ công ty. Trường hợp TDP đấu giá cũng tương tự như vậy. Nhà chức trách chỉ cần thông báo một cuộc bán đấu giá và chính thị trường sẽ giải quyết những việc còn lại. Giao dịch tại thị trường giấy phép sẽ cho biết đường MAC của từng công ty (như đường cầu và đường cung giấy phép). Phân bổ TDP được xếp từ thấp đến trung bình. Đó là bởi vì cần thiết lập một số phương tiện phân phối giấy phép ban đầu. Ví dụ, nhà chức trách có thể dùng tỷ lệ chất thải của công ty trong tổng lượng chất thải làm nguyên tắc phân phối (đơn giản là lấy tổng lượng chất thải chia cho tổng số nguồn gây ô nhiễm). Chúng ta xếp hạng thuế đồng nhất từ mức trung bình đến cao. Để tính toán mức thuế hiệu quả chi phí, nhà chức trách phải giải bài toán hiệu quả chi phí. Điều này có nghĩa họ phải biết MAC của tất cả những nguồn gây ô nhiễm. Nếu có nhiều công ty thì chi phí yêu cầu thông tin sẽ là rất lớn. Lý do thuế đồng nhất ở mức trung bình là nhà chức trách có thể làm đi làm lại cho đến khi thiết lập một thuế suất hiệu quả bằng cách hơn bất kỳ tiêu chuẩn nào. Sẽ có những động cơ mạnh để các nguồn gây ô nhiễm vận động hành lang để có được sự phân bổ giấy phép ban đầu có lợi cho hoï. 65 Nguyên tắc tương tự được áp dụng nếu chính sách tiêu chuẩn đồng nhất yêu cầu mỗi nguồn gây ô nhiễm phải cắt giảm lượng phát thải theo tỷ lệ %.


quan sát tổng lượng chất thải, rồi tăng hay giảm thuế suất cho đến khi đạt tới mức chất thải mục tiêu. Điều này được trình bày bằng đồ thị trong phần tiếp theo của chương (vấn đề không chắc chắn và thông tin). Tiêu chuẩn cá nhân yêu cầu một lượng thông tin lớn. Giống như thuế hiệu quả chi phí (nhưng không cần thao tác lặp đi lặp lại), Nhà chức trách cần phải biết MAC của tất cả các công ty để có thể xác định tiêu chuẩn cá nhân cho mỗi công ty. Không giống như thuế, không có cách nào để lặp đi lặp lại cho đến khi có giải pháp mang hiệu quả chi phí. Một khi nguồn gây ô nhiễm tuân theo một tiêu chuẩn định trước, nhà chức trách sẽ không nhận được thông tin gì về đường MAC của họ.


Bảng 14.1: Chi phí kiểm soát, khuyến khích, và những yêu cầu thông tin của các chính sách kiểm soát ô nhiễm.

Chính sách Chi phí

kiểm soát tư nhân

Chi phí kiểm soát

xã hội

Khuyến khích

công nghệ

Thông tin được yêu

cầu Tiêu chuẩn đồng nhất Nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao Tổng chi phí

2.430,00

18.050,00 20.480,00

2.430,00

18.050,00 20.480,00

Yếu Yếu

Thấp Thấp

Tiêu chuẩn cá nhân Nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao

Tổng chi phí

9.187,00 5.512,50

14.700,00

9.187,00 5.512,50

14.700,00

Yếu Yếu

Cao Cao

Thuế đồng nhất Nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao

Tổng chi phí

22.312,50 36.487,50 58.800,00

9.187,50 5.512,50

14.700,00

Mạnh Mạnh

Cao/T.Bình Cao/T.Bình

TDP (miễn phí) Nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao

Tổng chi phí

262,50

14.437,50 14.700,00

262,50

14.437,50 14.700,00

Yếu

Mạnh

Thấp/T.Bình Thấp/T.Bình

TDP (đấu giá) Nguồn gây ô nhiễm có chi phí thấp Nguồn gây ô nhiễm có chi phí cao

Tổng chi phí

22.312,50 36.487,50 58.800,00

9.187,50 5.512,50

14.700,00

Mạnh Mạnh

Thấp Thấp

VẤN ĐỀ KHÔNG CHẮC CHẮN VÀ THÔNG TIN Không chắc chắn về đường thiệt hại biên (MD) và đường chi phí giảm ô nhiễm biên (MAC) Chúng ta giả thiết là nhà chức trách biết chính xác các phương trình MAC và MD. Thông tin này giúp cho họ có khả năng xác định chính sách mang lại hiệu quả xã hội. Tuy nhiên, trong thực tế, hầu như không thể biết chắc chắn thông tin về đường MAC và MD. Nhà chức trách phải lựa chọn các chính sách khi tồn tại vấn đề không chắc chắn về đường MD và MAC. Các chính sách được quan tâm là thuế đồng nhất, tiêu chuẩn đồng nhất, và giấy phép phát thải có thể chuyển nhượng (TDP)66. Khi gặp vấn đề không chắc chắn về đường MAC và MD, nhìn chung không thể đạt tới mức cân bằng hiệu quả xã hội. Điều này được gọi là tình huống tốt nhất thứ hai (second-best situation). Thiệt hại xã hội sẽ xảy ra khi sử dụng bất kỳ chính sách nào. Chúng ta giả sử mục tiêu của nhà chức trách là chọn lựa một chính sách có thể tối thiểu hóa thiệt hại xã hội vốn là kết quả của vấn đề không chắc chắn. Thiệt hại xã hội được định nghĩa là thiệt hại nguồn lực thực cống hiến quá ít hoặc quá nhiều cho việc kiểm soát ô nhiễm so với mức hiệu quả xã hội đạt được. Nó được đo

66 Xem Martin Weitzman, “Prices versus Quantities”, Review of Economics Suties 41 (1974): 477-491


lường bằng diện tích nằm giữa đường MD và MAC kể từ mức chất thải thực tế đến mức chất thải hiệu quả xã hội. Tất nhiên, nhà chức trách không biết gì về mức chất thải hiệu quả xã hội. Mô hình lý thuyết triển khai dưới đây sẽ cho phép nhà chức trách dự đoán độ lớn tương đối thiệt hại xã hội trong tình trạng không chắc chắn và không có thông tin. Nội dung tổng kết như sau:

Qui tắc quyết định tốt nhất thứ hai dành cho nhà chức trách khi gặp vấn đề không chắc chắn về đường MAC và MD là phải tổi thiểu hóa thiệt hại xã hội trong lúc lựa chọn các chính sách. Thiệt hại xã hội thể hiện bằng phần diện tích giữa đường MD và MAC giới hạn bởi lượng chất thải thực tế và mức đạt hiệu quả xã hội.

Chúng ta khảo sát một số trường hợp khác nhau:

Trường hợp 1: Nhà chức trách không biết chắc chắn vị trí của đường MD, nhưng biết vị trí của MAC Giả sử chất thải là hỗn hợp đồng dạng và tất cả nguồn gây ô nhiễm đều có MAC giống nhau. Hình 14.2 minh họa hai đường MD: MDE là đường do nhà chức trách dự tính; MDT là đường thực tế không được quan sát thấy. Điểm cân bằng hiệu quả xã hội nằm tại điểm E

*; E’ là lượng chất thải mà nhà chức trách dự tính bằng cách lấy giao điểm của MD và MAC rồi chiếu xuống trục hoành. Sau đó nhà chức trách lập ra tiêu chuẩn hay định lượng chất thải cho phép tại điểm E’. Mức thuế đồng nhất được định ra tại t’. Sự lựa chọn công cụ chính sách sẽ không ảnh hưởng tới độ lớn thiệt hại xã hội trong trường hợp 1 này. Dưới sự điều tiết của tiêu chuẩn hay TDP, tổng lượng chất thải sẽ là E’. Áp dụng thuế tại t’, tổng lượng chất thải sẽ vẫn là E’, bởi vì các nguồn gây ô nhiễm đặt t’ đúng bằng MAC. Thiệt hại xã hội là bằng nhau trong tất cả các chính sách và bằng với phần diện tích màu xám abc. Mức chất thải là quá thấp so với điểm cân bằng hiệu quả xã hội. Do vậy, nếu không chắc chắn về đường MD, không có chính sách nào là nổi bật hơn cả trong việc tối thiểu hóa thiệt hại xã hội. Và các nhà kinh tế không thể nào giúp nhà chức trách lựa chọn một chính sách thích hợp. Hình 14.2: Tính không chắc chắn của đường MD


Nếu nhà chức trách không biết chắc về đường MD thì cả tiêu chuẩn và thuế được thiết lập tại giao điểm của đường MDE và đường MAC tạo ra một thiệt hại xã hội giống nhau (phần diện tích tô đậm) Trường hợp 2: Nhà chức trách không biết chắc chắn vị trí của đường MAC nhưng biết chắc hình dáng và vị trí đường MD Hình 14.3 minh họa trường hợp này. Giả thiết rằng nhà chức trách biết rõ lượng ô nhiễm thực tế khi chưa thực hiện chính sách nào. Mức chất thải ban đầu là E0. Do vậy, nhà chức trách không biết chắc chắn độ dốc của đường MAC. Đường MACT là đường thực tế trong khi MACE là đường dự đoán. E * là điểm cân bằng hiệu quả xã hội và E’ là điểm cân bằng dự tính. Tiêu chuẩn hay số TDP được tiết lập tại điểm E * và mức thuế là tại t’. Điểm cân bằng dưới tác động của chính sách tiêu chuẩn hay TDP là điểm E’, với thiệt hại xã hội phát sinh thể hiện bằng diện tích abc. Nhưng bây giờ sử dụng thuế phát thải với thuế suất t’ sẽ dẫn đến một điểm cân bằng khác so với cân bằng của tiêu chuẩn hay TDP. Nguồn gây ô nhiễm sẽ đặt t’ bằng với MAC. Lượng chất thải khi có thuế là E”. Thiệt hại xã hội khi có thuế là phần diện tích adf. Hình 14.3: Tính không chắc chắn của đường MAC: đường MD dốc

Khi nhà chức trách không biết chắc về độ dốc của đường MAC thì chính sách thuế có thể dẫn đến thiệt hại xã hội khác nhau hơn chính sách tiêu chuẩn khi cả hai chính sách này được thiết lập tại giao điểm của MACE và MD. Trong trường hợp được minh họa, thiệt hại xã hội trong trong trường hợp áp dụng thuế (diện tích adf) lớn hơn thiệt hại xã hội trong trường hợp tiêu chuẩn (diện tích abc) bởi vì đường MD tương đối dốc hơn đường MAC. Một tiêu chuẩn tốt nhất thứ hai được thiết lập tại E’ sẽ đưa nền kinh tế đến gần mức phát thải hiệu quả xã hội, E*. Bây giờ, nhà chức trách đã có phương tiện để thực hiện việc so sánh giữa các chính sách theo hướng ưa thích chính sách nào đem lại thiệt hại xã hội thấp nhất, bằng cách kiểm chứng độ lớn tương đối của diện tích abc so với diện tích adf. Tuy nhiên, cần nhớ rằng nhà chức trách không biết điểm E * nằm ở đâu hay MACT thực nằm ở đâu. Vậy thì bằng cách nào đo được diện tích abc và adf? Nhà chức trách không thể đo lường chính xác các diện tích này nhưng có thể xác định độ lớn tương đối của chúng nếu có một số thông tin về độ dốc của đường MD và MAC. Trong hình 14.3, đường MD tương đối dốc đứng. Thậm chí nhà chức trách không biết chính xác độ dốc của đường MAC, và giả sử rằng họ biết được MD dốc đứng hơn đường MAC. Trong trường hợp này, diện tích abc nhỏ hơn diện tích


adf. Một tiêu chuẩn đồng nhất hay chính sách TDP đều sẽ tối thiểu hóa thiệt hại xã hội. Nhận thức trực giác đằng sau kết quả này là bất cứ khi nào đường MD tăng lên đáng kể thì lượng chất thải cũng tăng theo, thiệt hại xã hội sẽ lớn hơn, cách xa lượng chất thải thực tế kể từ điểm E *. Điểm cân bằng khi có thuế khó có thể dự báo hơn so với qui định tiêu chuẩn hay TDP. Nếu đường MACE nằm dưới đường MACT, ấn định thuế sẽ dẫn tới mức chất thải cao hơn nhiều và vì thế thiệt hại xã hội là rất lớn. Nếu đường MACE nằm trên đường MACT, thuế kiểm soát chất thải quá chặt và gây ra thiệt hại xã hội nhiều hơn do sản xuất hàng hóa quá ít. Trong trường hợp cực đoan, khi đường MD thẳng đứng, hiển nhiên chính sách mang lại hiệu quả chi phí chính là tiêu chuẩn hay TDP ở ngay tại điểm E *. Hình 14.4 minh họa trường hợp đường MD tương đối phẳng hơn so với đường MAC. Trong tình huống này, thuế chính là chính sách tối thiểu hóa thiệt hại xã hội. Diện tích adf bây giờ sẽ nhỏ hơn diện tích abc. Có thể nhận thấy điều này bằng trực quan. Nếu đường MD song song với trục hoành, chính sách mang lại hiệu quả xã hội là thuế. Sự không chắc chắn về đường MAC sẽ không còn là vấn đề, bởi vì thuế suất qui định tại một mức trên đường MD. Vì vậy, đường MD càng thoải, thuế càng tiến gần tới điểm cân bằng hiệu quả xã hội hơn là tiêu chuẩn hay chương trình TDP. Hình 14.4: Tính không chắc chắn của đường MAC: đường MD thoải

Thiệt hại xã hội trong trường hợp tiêu chuẩn được thiết lập tại mức MACE = MD (diện tích abc) lớn hơn thiệt hại xã hội trong trường hợp thuế (diện tích adf) bởi vì đường MAC tương đối dốc hơn đường MD. Chính sách thuế tốt nhất thứ hai sẽ đưa nền kinh tế đến gần mức phát thải hiệu quả xã hội, E*. TIẾT LỘ THÔNG TIN VỚI THUẾ, TIÊU CHUẨN, VÀ TDP Những chương trước cho rằng các công cụ chính sách khác nhau có thể để lộ thông tin cho nhà chức trách về độ dốc của đường MAC. Tương tự, chính sách được chọn sẽ ảnh hưởng tới động cơ để lộ thông tin của nguồn gây ô nhiễm. Phân tích hình học được dùng để minh họa hai dạng tiết lộ thông tin. Giả thiết trong tất cả các trường hợp, nhà chức trách và tất cả nguồn gây ô nhiễm đều biết rõ chắc chắn đường MD. Một lần nữa, chúng ta khảo sát một số trường hợp khác nhau.


Trường hợp 1: Động cơ tiết lộ thông tin khi có tiêu chuẩn Trong hình 14.5, nhà chức trách ấn định lượng chất thải tiêu chuẩn tại điểm E’. Điều ghi nhận đầu tiên là tiêu chuẩn không cung cấp thông tin nào về MAC thực sự của nguồn gây ô nhiễm. Nếu nguồn gây ô nhiễm tuân thủ theo tiêu chuẩn, lượng chất thải thực tế là những gì mà nhà chức trách đã mong đợi. Tuy nhiên, các tiêu chuẩn sẽ tạo ra động cơ cho nguồn gây ô nhiễm cung cấp những thông tin sai lệch cho nhà chức trách. Nguồn gây ô nhiễm biết rõ lượng chất thải hiệu quả xã hội là tại điểm E *. Do đó khi thiết lập tiêu chuẩn tại điểm E’ sẽ sản sinh chi phí giảm ô nhiễm biên rất cao (minh chứng bằng đường MAC’ trong hình 14.5) nếu nguồn gây ô nhiễm tuân thủ theo tiêu chuẩn. Nguồn gây ô nhiễm muốn tối thiểu hóa chi phí xử lý chất thải của họ nên sẽ có động cơ nói với chính phủ là họ có MAC cao hơn so với MAC mà nhà chức trách dự tính. Tuy nhiên, điều gì ngăn cản những công ty này nói với nhà chức trách ngay cả khi MAC của họ cao hơn MACT? Giả sử nguồn gây ô nhiễm cố gắng thuyết phục nhà chức trách rằng chi phí xử lý chất thải “thực sự” là MACR. Nếu tiêu chuẩn được áp dụng, nguồn gây ô nhiễm sẽ phải kiểm soát càng ít lượng chất thải hơn so với mức dự tính ban đầu về MACE của nhà chức trách. Khi có tiêu chuẩn, nguồn gây ô nhiễm có động cơ tiết lộ MAC cao hơn MAC thực sự của họ. Hình 14.5: Động cơ tiết lộ MAC quá mức dưới công cụ tiêu chuẩn

Đối với tiêu chuẩn nhà chức trách không có một thông tin nào về đường MAC. Các nguồn gây ô nhiễm sẽ có động cơ cố gắng thuyết phục nhà chức trách rằng đường MAC của họ là đường MACE. Điều này dẫn đến sẽ có một tiêu chuẩn ít nghiêm ngặt hơn mức hiệu quả xã hội. Trường hợp 2: Động cơ tiết lộ thông tin khi có thuế Hình 14.6 một lần nữa trình bày MAC dự đoán nằm dưới đường MAC thực. Nhà chức trách ấn định thuế bằng mức thuế t’. Nguồn gây ô nhiễm sẽ đặt thuế t’ đúng bằng MAC thực và phát thải bằng lượng E”, tại đó E” vượt quá cả lượng chất thải hiệu quả xã hội (E*) lẫn mức chất thải dự tính của nhà chức trách (E’) (được xác định dựa trên MACE). Điều ghi nhận trước tiên là mức phát thải đã cung cấp thông tin cho nhà chức trách. Giả sử nhà chức trách có thể giám sát lượng chất thải, nếu E” vượt quá E’ thì nhà chức trách biết rõ là


thuế đã được đặt quá thấp. Bây giờ, nhà chức trách tìm ra hai điểm nằm trên đường MAC thực sự của nguồn gây ô nhiễm, đó là E0 và E” (MAC bằng 0 và bằng t’). Nếu MAC là đường tuyến tính, thì tất cả những thông tin này rất cần để định ra mức thuế hiệu quả xã hội t *. Nếu MAC là phi tuyến và nhà chức trách có thể điều chỉnh được thuế suất, họ sẽ phải tiến hành quá trình lặp để đạt được mức t*. Nhà chức trách điều chỉnh thuế suất, đo lường lượng chất thải, sau đó vạch ra thêm đường MAC. Hình 14.6: Quá trình lặp đề đạt tới mức thuế suất hiệu quả xã hội

Nhà chức trách thu nhận thông tin từ phản ứng của các nguồn gây ô nhiễm đối với trường hợp thuế ngay cả khi mức thuế được thiết lập không đúng. Các nguồn gây ô nhiễm thiết lập mức thuế không chính xác là t’ bằng với MAC của họ và phát thải một lượng E’’. Nhưng nhà chức trách mong muốn phát thải ở mức E’. Nếu ta biết được E0 thì nhà chức trách bây giờ có hai điểm trên đường MAC thực của các nguồn gây ô nhiễm, E0 và E’, và cứ như vậy nhà chức trách có thể lập đi lập lại để đạt mức thuế tối ưu xã hội.

Câu hỏi đặt ra là liệu thuế tạo ra động cơ cho nguồn gây ô nhiễm tiết lộ thông tin thật hay sai lệch cho nhà chức trách? Trường hợp này phức tạp hơn so với trường hợp tiêu chuẩn. Để tính động cơ của nguồn gây ô nhiễm thì cần tính toán tổng chi phí giảm ô nhiễm cộng với thuế phải trả ở các mức thuế suất khác nhau. Nguồn gây ô nhiễm sẽ không có động cơ tiết lộ MAC cao quá đáng như trường hợp MACR khi có tiêu chuẩn. Kết quả là thuế suất rất cao và do đó tiền trả thuế rất nhiều (t’ lượng chất thải) và lượng chất thải càng được kiểm soát nhiều hơn so với khi tiết lộ MAC thực. Liệu nguồn gây ô nhiễm có động cơ cố gắng thuyết phục chính phủ rằng MAC của họ cũng chính là MACE mà nhà chức trách dự tính không? Câu trả lời có thể là “Đúng vậy”. Giả sử nguồn gây ô nhiễm không xem mức thuế dự tính t’ bằng với MAC thực, mà là bằng với MACE. Điều này thể hiện qua hình 14.7. Câu hỏi đặt ra là nguồn gây ô nhiễm có thấy tốt hơn không nếu theo chiến thuật này hơn là theo cách để t’ bằng với MACT. Tại t’ và E’, nguồn gây ô nhiễm chỉ trả tiền thuế bằng với diện tích 0t’bE’. Nếu nguồn gây ô nhiễm để t’ bằng với MACT, thì thuế phải trả là nhiều hơn và bằng với diện tích 0t’bE”. Chênh lệch


giữa hai khoản thuế phải trả là diện tích abE’E”, là phần lợi ích nhận được từ việc “giả vờ” như MACE chính là MAC thực sự. Tuy nhiên, tại mức chất thải E’, nguồn gây ô nhiễm sẽ chịu tổng chi phí xử lý chất thải bằng với phần diện tích E’E0b. Nếu ấn định t’ bằng MAC thực, tổng chi phí xử lý chất thải sẽ bằng diện tích E”E0b. Chênh lệch giữa hai tổng chi phí xử lý chất thải này là diện tích E’E”bc, là phần tiết kiệm được trong tổng chi phí xử lý chất thải nếu nguồn gây ô nhiễm chấp nhận t’ bằng với MACT. Giờ đây, chúng ra có thể so sánh chi phí thực mà nguồn gây ô nhiễm phải chịu trong 2 lựa chọn đã được trình bày trên. Nếu để thuế dự tính bằng MAC thực, chi phí xử lý chất thải tiết kiệm được lớn hơn lượng tiết kiệm từ hóa đơn tính thuế nếu để t’ bằng MACE. Diện tích abc là phần lợi ích thực nhận được từ việc để t’ bằng MACT.

Hình 14.7: Khuyến khích tiết lộ MAC thực khi có thuế

Nên nhớ là cuối cùng thì nhà chức trách cũng sẽ lặp đi lặp lại việc định mức thuế suất cho tới khi có được mức thuế suất mang lại hiệu quả xã hội là t *. Vậy nguồn gây ô nhiễm có phải trả giá cho việc tiết lộ MAC thực của họ hay không nếu biết thuế suất sẽ không ở mức t’? Dùng lại cách phân tích trên, chúng ta so sánh tổng chi phí giảm ô nhiễm và tiền trả thuế trong trường hợp t’ với trường hợp t *, mức thuế suất hiệu quả xã hội. Chúng ta có thể không cần dự tính khi không biết chính xác các độ dốc của các đường MAC cho dù nguồn gây ô nhiễm có tiết lộ MAC thực hay không. Nhìn lại hình 14.7, lợi ích thực cho nguồn gây ô nhiễm từ mức thuế không hiệu quả t’ đến mức thuế hiệu quả t * sẽ được phân tích rõ sau đây. Nguồn gây ô nhiễm sẽ tính toán khoản chênh lệch giữa lượng tiết kiệm từ hóa đơn tính thuế (diện tích 0t*fE* trừ diện tích 0t’aE’) và khoản chênh lệch trong tổng chi phí giảm ô nhiễm (diện tích E’E0c trừ đi diện tích E *E0f). Nguồn gây ô nhiễm có tiết lộ MAC thực hay không sẽ phụ thuộc vào độ lớn của diện tích cdf so với diện tích t’t *da, và đến lượt các diện tích này lại phụ thuộc thuế suất ấn định bởi nhà chức trách và MAC thực. Trong trường hợp đã minh họa ở trên, nguồn gây ô nhiễm sẽ đạt được lợi ích bằng cách giả vờ như MAC là MACE,


Trường hợp 3: Động cơ tiết lộ thông tin khi có TDP Để việc phân tích được đơn giản, giả thiết rằng chỉ có duy nhất 1 đường MAC đại diện cho toàn bộ ngành công nghiệp. Hình 14.8 sẽ minh họa trường hợp này. Giả sử nhà chức trách quyết định lượng giấy phép tại điểm E’, nó quá thấp so với lượng giấy phép hiệu quả xã hội. Điều này cũng giống như trường hợp kiểm chứng ở trên. Giả thiết nhà chức trách cho bán đấu giá giấy phép. Điều mong đợi chính là thị trường giấy phép sẽ hoạt động với định giá bằng với mức giá P’ khi lượng giấy phép hiệu quả được phân phối. Nếu có quá ít giấy phép, giá cân bằng sẽ là P”, cao hơn mức giá P’. Tương tự như thuế, giá giấy phép cung cấp thông tin về MAC thực. Sau đó, nhà chức trách có thể điều chỉnh số lượng giấy phép bằng cách lặp đi lặp lại nhiều lần cho tới khi đạt cân bằng hiệu quả xã hội. Vậy cá nhân nguồn gây ô nhiễm có động cơ tiết lộ thông tin sai lệch về MAC của họ cho nhà chức trách trong các giao dịch ban đầu hay cho những nguồn gây ô nhiễm khác trong các giao dịch khác hay không? Giống như thuế, không có động cơ nào để tiết lộ MAC cao hơn MAC thực, vì việc làm này sẽ làm tăng giá giấy phép mà nguồn gây ô nhiễm phải trả. Nếu một nguồn gây ô nhiễm giả vờ cho rằng MAC của họ thấp hơn MAC thực và những nguồn gây ô nhiễm khác không làm điều đó, thì họ sẽ không thể nào mua đủ giấy phép trong thị trường cho lượng chất thải của mình. Với cách phân tích đơn giản này, chúng ta thấy rằng TDP, nếu được sử dụng trong điều kiện thị trường cạnh tranh hoàn hảo, thì hầu như tiết lộ thông tin cho tới khi đạt tới điểm cân bằng hiệu quả xã hội. Tuy nhiên, chúng ta cần chú ý rằng những gì cần có trong phân tích đầy đủ chính sách TDP là khung phân tích lý thuyết trò chơi. Chúng ta sẽ học điều này trong những khóa học nâng cao. Hình 14.8: Thông tin được tiết lộ về MAC trong trường hợp TDP


TÓM TẮT Chúng ta đã so sánh các chính sách với nhau sử dụng mô hình số học gồm hai nguồn gây ô nhiễm với MAC khác nhau. Tất cả các chính sách đều có tiềm năng đạt tới sự cân bằng hiệu quả xã hội, và tất cả đều mang lại hiệu quả chi phí trừ tiêu chuẩn đồng nhất. Các chính sách khác nhau về chi phí thực thi cá nhân. Sự khác biệt này giúp giải thích sự ủng hộ hay phản đối của nguồn gây ô nhiễm đối với việc thực thi chính sách. Chúng ta cũng đã khảo sát động lực của mỗi chính sách dành cho việc đầu tư công nghệ xử lý chất thải, và thông tin mà nhà chức trách yêu cầu để thực hiện chính sách. Tiêu chí này có thể giúp nhà chức trách chọn lựa một chính sách cho mỗi vấn đề ô nhiễm môi trường cụ thể. Không có một chính sách đơn lẻ nào phù hợp cho tất cả các dạng ô nhiễm. Khi vấn đề không chắc chắn tồn tại liên quan đến đường MAC và MD, nhà chức trách có thể không còn khả năng đạt tới mức chất thải hiệu quả xã hội, nhưng có thể ban hành chính sách nhằm tối thiểu hóa thiệt hại xã hội khi mức chất thải quá cao hay quá thấp. Nếu có sự không chắc chắn về đường MD, tất cả các chính sách đều dẫn đến thiệt hại xã hội bằng nhau và một vài tiêu chuẩn khác cần được áp dụng để chọn lựa trong số các chính sách. Nếu không chắc chắn về đường MAC, thuế sẽ tối thiểu hóa được thiệt hại xã hội khi đường MD tương đối bằng phẳng hơn so với đường MAC và tiêu chuẩn hay TDP sẽ tối thiểu thiệt hại xã hội khi đường MD tương đối dốc. Các chính sách dựa trên khuyến khích kinh tế sẽ tiết lộ thông tin về đường MAC của nguồn gây ô nhiễm, trong khi tiêu chuẩn thì không. Khi có thuế, có thể đạt được chính sách hiệu quả xã hội bằng việc lặp lại nhiều lần mức thuế suất khác nhau. Dưới sự điều tiết của TDP, hiệu quả xã hội có thể có bằng cách điều chỉnh số lượng giấy phép. Tiêu chuẩn tạo ra động cơ cho nguồn gây ô nhiễm tiết lộ đường MAC có dạng dốc hơn MAC thực. Thuế và TDP không tạo ra được động cơ này. Tuy nhiên thuế có thể thúc giục nguồn gây ô nhiễm tiết lộ cho nhà chức trách đường MAC thấp hơn đường MAC thực. Điều này thì không xảy ra khi cùng TDP. BÀI TẬP

1. Giả sử bạn là nhà chức trách đang cố gắng thiết kế một chính sách kiểm soát ô nhiễm

dành cho đối tượng gây ô nhiễm nước như chất dioxin. Mục tiêu của bạn là giảm lập tức luợng chất thải và tạo động cơ cho các công ty chuyển sang sử dụng công nghệ sản xuất giảm thiểu chất ô nhiễm này. Chính sách nào trong ba chính sách sau đây bạn sẽ kiến nghị? Và tại sao? Các chính sách đó là: tiêu chuẩn đồng nhất, thuế đồng nhất, tiêu chuẩn cá nhân. Dùng đồ thị hay số học hoặc cả hai để hổ trợ câu trả lời của bạn.

2. Giả sử có hai nguồn gây ô nhiễm với hai đường MAC khác nhau. Hãy chứng minh bằng cách nào nhà chức trách lấy tổng hai đường MAC này và dùng chúng để xác định mức chất thải cân bằng mang tính hiệu quả xã hội, E*. Một khi E * được xác định, làm sao nhà chức trách có thể đảm bảo tổng lượng chất thải của mỗi nguồn gây ô nhiễm là E *?

3. Bạn là nguồn gây ô nhiễm có đường MAC dốc đứng với độ dốc dương và tuyến tính. Bạn thích được phép tự do thải rác vào nguồn nước của bạn, nhưng nhận thức rằng chính phủ sẽ áp đặt luật bảo vệ môi trường cho một vài dạng chất thải. Hãy xếp loại, từ


tốt nhất đến xấu nhất những chính sách mà bạn thích khi chúng được thực thi, hãy giải thích lý do mà bạn xếp loại như vậy.

4. Giả sử chính phủ không thể đo lường chính xác và giám sát lượng chất thải của từng nguồn gây ô nhiễm, nhưng chính phủ biết thiệt hại biên MD của mỗi đơn vị chất thải và chúng tương đối cố định. Chính sách nào hay các chính sách nào mà bạn sẽ kiến nghị chính phủ ban hành? Giải thích tại sao?

5. Giả thiết chính phủ không biết vị trí đường MAC của nguồn gây ô nhiễm. Chính phủ lập kế hoạch ban hành thuế phát thải. Liệu nguồn gây ô nhiễm có động cơ tiết lộ đường chi phí giảm ô nhiễm biên MAC cho chính phủ hay không? Điểm cân bằng hiệu quả có thể đạt được không? Giải thích tại sao được và tại sao không?


1. Làm sao phân biệt các chính sách dựa vào thị trường khác với các chính sách mệnh lệnh và kiểm soát liên quan đến động cơ do các chính sách tạo ra nhằm tiết lộ thông tin về đường MAC của nguồn gây ô nhiễm cho nhà chức trách biết?

2. Tại sao mục tiêu chính của chính sách môi trường là mang lại hiệu quả chi phí? Bằng cách nào đạt được?

3. Tại sao thuế ô nhiễm có tác động không chắc chắn lên phát thải hơn là tiêu chuẩn?

barry field nancy olewiler .pdf

Documents