污染税
出处：按学科分类—经济 经济科学出版社《公共经济学大辞典》第640页（14630字）
【内容介绍】：
1．引言
在经济增长过程中，环境污染问题日趋严重，不仅破坏了人类的生活环境，危害着人类的健康，而且还降低经济生产率——劳动力健康受损会降低劳动生产率，环境退化会降低许多由人类直接使用的资源的生产力。
因此，经济学界一直在寻找一种有效防治环境污染的手段。
但是，由于环境污染属于市场体系之外的“外部性”(negative externalities)，不能通过市场机制去解决，政府必须予以干预。从政府的干预行为来看，解决环境污染问题的方法有很多，世界银行的经济学家(世界银行，1992，第10页)从环境保护与可持续的发展的关系角度，提出消除环境污染的两类政策：一是通过纠正和防止政策失误、改善资源和技术的获取条件和促进收入公平增长，进而探索利用发展与环境间的积极联系的政策；二是针对具体的环境问题制订的，即用规章制度和鼓励措施来迫使在决策中承认环境的价值。具体来说，上述两类政策的措施主要包括消除对环境有害的扭曲的公共政策，明确环境资源的产权，污染控制措施与总体政策框架保持一致，控制人口增长……。其中最为可行的和有效的措施是使资源使用者改变行为的措施。改变行为的政策又可分为两类：一是以数量限制为基础的政策，即所谓的“命令和控制政策”；二是以鼓励措施为基础的政策，即所谓的“以市场为基础的”政策。
鉴于环境污染问题在本质上是一个经济的问题，它的根源是经济性的，因此必须借助经济性的手段才能有效地予以解决。所以，从原则上讲，基于市场的政策效果最好，而且通常也实用。
这类政策措施能使污染者以较低的费用解决污染问题，因而对经济形成的负担也较轻。这类政策的具体措施主要是按污染者所造成的破坏程度对其征收污染税。
当然，随着近年来可持续发展理论的出现，OECD的有关部门以及许多经济学家开始全面地考虑税收制度和税收政策在资源一环境保护中的重要作用，提出了“环境税”或“生态税”体系设想(OECD，1993，1994，1996；Paulus，1995)。不过，他们构想的这种税或这种税系，其作用机制、途径和效果都与这里所谓的“污染税”类似，故此，本文主要介绍西方经济学家有关污染税的研究成果。
2．污染税的治污效果
毋庸置疑，任何生产行为都需要许多投入要素，这些要素包括劳动力，土地、资本等。雇佣劳动力需要支付工资，使用土地需要支付租金，投入资本设备、煤、铁矿石等需要花钱购买。
这里的问题是，如果企业对某种资源不一定付出代价，它就可能过多地使用那种资源。例如，劳动力是稀缺的、有价值的资源，为了获取这种资源，企业必须每小时支付X元的工资。
企业必须考虑劳动力的机会成本，只要每个劳动力的产量价值超过每小时X元，就会使用劳动力。但如果企业可以免费雇佣劳动力，则它就会尽可能多地使用劳动力，只要他们的产量大于0。
结果，企业使用的劳动力就会太多。同样的道理也适用于环境资源。
当企业使用清洁的环境资源不一定支付价格时，它就可能使用太多；结果就是环境污染。一个明显的解决方法是让企业对污染环境支付价格，等于污染的机会成本。
实现这一目标的有力措施就是征收污染税。
现假定有X、Y等两个生产企业，前者的生产活动没有外部效应，而后者的生产活动会产生污染，并严重影响了X企业的生产。
从理论上讲，资源有效配置的条件是：在每一市场上，价格都等于边际社会成本。如果X企业面临的市场是完全竞争的，X企业的价格将等于其产品的边际私人成本(用MCx表示)，即
Px=MCx (1)
由于X企业的生产没有外部效应，故X企业的边际社会成本(用SMCx表示)等于其边际私人成本，即
Px=MCx=SMCx (2)
再看Y企业。如同X企业的情况一样，我们假定Y企业也是追求利润最大化的企业，故Y企业亦将生产其价格等于边际私人成本的那个产量：
PY=MCY (3)
然而，Y企业的生产对X企业有负外部效应(污染)，Y企业的边际私人成本与其边际社会成本不相等。Y企业的真正社会成本，应等于其私人成本加上它对X企业产生不良影响的成本(用减少的产量来衡量)。
若以MPY代表Y企业对X企业产生不良影响的边际生产力(这里，其值是负数)，则：
SMCY=MCY－(PX·MPY) (4)
(4)式的最后一项表明，Y企业多生产一个单位的产品，将引起X企业的产量下降MPY单位，下跌的产值是PX·MPY。当然，Y企业并未认识到这种影响，它仍然在其价格等于边际私人成本的点上生产。
由于MPY＜0，我们有：
SMCY＞MCY=PY (5)
(5)式意味着，Y企业生产的边际社会成本大于其价格，于是，Y企业的产品生产过度，如图1所示。这时，如果把生产资源重新配置于其他企业(如X企业)，而不再投入Y企业的生产过程中，资源配置效率会更高，社会福利会明显改善。
图1 负外部性(污染)造成的商品过度生产
从图1可以看出，污染的存在意味着Y企业的边际社会成本超过其边际私人成本，市场均衡要求其商品过度生产。这就是说，Y*是市场均衡产量，而Y′才是最优产量，Y*＞Y′，造成资源浪费，产品结构失衡。
面对这种低效率的资源配置，市场的价格机制失灵了。一般来说，市场机制正常运行，依赖的是一系列正确反映商品和劳务的社会成本的价格，而自然资源能为我们的生活提供种种有价值的劳务，但却无法像其他资源一样，能明确产权关系，不能将环境所提供的各种劳务在市场上销售。
在这种缺乏供求关系，并且由于外部性的存在，价格不再能传递为获取效率所必需的正确信息的情况下，政府就对此实施干预政策，制定一个人为的价格，即对废弃物排放征税(奥茨，1989)，消除社会成本与私人成本之间的差异，使污染者(居民或企业)面临着真实的社会成本，最终实现防治环境污染的目的。
图2描述了产生外部性成本(即污染)的竞争性企业(行业)Y的供求曲线。如果不考虑污染的这种外部性成本，该企业(行业)的只反应私人成本的供给曲线就是MCY。
这条供给曲线与既定的需求曲线D相交的点决定了它的价格和产量：价格为OP1，产量为OY*。
图2 污染税的治污效果
若要该企业除了承担私人成本外，还要承担外部性成本，政府就需依据Y企业的产量(假设污染量与其产量成正比)对其课征污染税，即每吨抽多少元的税。这一税额等于Y企业的污染的外部性成本。
因此，图2中的SMCY这一新的供给曲线具有双重意义：它既表明了该企业的社会成本，又衡量了私人成本和污染税。最适污染税应等于污染的外部性成本，在图中表现为两条供给曲线SMCY与MCY之间的垂直距离。
Y企业(行业)在被课税之后，其生产成本将提高t，供给曲线上移至SMCY，市场价格提高到OP2，但该生产者单位商品价格只为P3，即市场价格P2减去税金t。
随着市场价格提高到P2，产量的均衡水平从OY*调整(下降)到OY′。
Y企业支付给政府的税收等于t乘以单位商品销售量，即图2中P3P2AB的面积。由于价格上涨，消费者的境况变坏，其数量程度为P1P2AC的面积，但政府从中所得到的收入仅为P1P2AE面积所示的数量，则消费者剩余的净损失为AEC的面积(P1P2AC－P1P2AE)。
同理，生产者剩余的净损失为EBC的面积。现在，可以清楚地看出污染税的治污效果：
第一，污染税使污染者(Y企业)的边际私人成本等于边际社会成本，使其面临了真实的社会成本和社会收益。
故此，皮古(Pigou，1932)把这种税称为“纠正性税”(corrective taxation)。
由于在20世纪20年代初，英国着名经济学家A．C．皮古在其着作《福利经济学》中首先使用了这一名词，故有人也称其为“皮古税”(Baumol，1972，p．307－322)。
第二，污染税使污染者(Y企业)的生产量减少了(Y*－Y′)，污染量也相应地减少了。这就是说，政府通过征收等于污染的外部性成本的税，迫使污染者抑制其过度产量，实现资源的有效配置。
但在从旧均衡向新均衡过渡期间，这个企业(行业)可能会产生劳动力转移及暂时失业现象。
第三，课征污染税后，污染减少了，其数量等于图2中ABCF的面积。但由于消费者对这种产品要支付较高的价格，消费者的负担，即消费者剩余的总损失为P1P2AC的面积。如果政府用这笔收入即P1P2AE的面积，来补偿那些由于该企业污染而遭受损失的人，则这种收入就可视为“社会收益”。那么概括说来，若不考虑生产者剩余损失及从中得到的政府收入，则社会收益为P1P2AFC的面积，损失为P1P2AC的面积。所以，污染税带来的净“社会收益”，至少等于AFC的面积(沃森和霍尔曼，1983，第361页～第362页；王有康，1991年，第168页～第169页)。
3．课征污染税的优越性
就污染造成的负外部效应而言，政府通过采取课征污染税的方法，可以使污染者自行负担控制污染的成本，或者说使污染者的外部性成本(社会成本)内在化。西方经济学界对征收污染税所下的基本结论是：无论从这一措施对社会生产与社会福利的积极作用来说，还是从它与其他政策措施的比较具有一定的优势来看，都可以证明它是防治环境污染的不可偏废的政策手段。
3．1 课征污染税能使社会生产达到最适点
一般而言，污染税是就污染量的多寡，对生产者(污染者)课征与外部性成本相等的税收。譬如，在图3中，对生产量(视其与污染量呈同比例变化)Q1边际单位产量课征CA金额的税款，对生产量Qe边际单位产量课征BE金额的税款。这样，企业生产的产品(如钢铁)或产生的污染的数量超过OQ2时，该企业除了支付生产成本以外，还必须缴纳污染税。由于该企业生产钢铁的边际成本函数不是MC，而是SMC(边际社会成本)，追求利润最大化的企业一定换选择选择B点(而不是A点)上从事生产，从而实现社会最适产量Qe。
图3 课征污染税与社会最适产量
3．2 课征污染税能使企业改进生产技术并积极创新
政府对污染企业课征污染税后，迫使企业负担外部性成本，而且，污染企业的废物排放量越大，缴纳的污染税越多，必然增加企业生产经营的总成本。在价格不变的场合，企业的生产经营利润无疑要相对减少。
因此，在利润动机的驱使下，征收污染税可促使污染者选择低廉并适合自己的生产技术与方法，且鼓励企业创新行为，以求污染排放量的减少。在图3中，当短期社会均衡点为B时，企业生产Qe数量的产品(比如钢铁)，其边际单位所需缴纳的税额为BE，即可促使企业改进生产技术或投入比例，使成本降低并达到降低污染量的目标。
与此同时，污染税的征收也使污染的社会成本下降，全社会的经济福利随之提高。
3．3 课征污染税较之其他治污措施更有效
各国政府在防治环境污染的过程中，采取了许多措施，其中最主要的有直接管制、发售污染权、财政补贴以及污染税。
每一种政策手段都有其适合于应用的一面，然而，与污染税相比，它们还存在着一定的问题。
污染税与直接管制相比较 直接管制政策(regulatory policy)是政府通过立法，制定环境质量标准，限制或禁止污染，违者受到法律制裁。这是政府利用法规、禁令和许可制度，以期直接避免或限制有害活动的措施。例如，政府规定，企业必须在符合环保标准后才能开工。直接管制的突出问题是缺乏弹性和效率，从经济的角度看，它并不是最适的选择。就禁止性措施而论，完全消除污染并非“最适”，因为“最适”要求外部性达到最适量。
例如，废物排放量以不超过自然界净化能力或不危害人体健康为准。若完全禁止废物排放，不但会使控制污染的边际成本远远超过生产者和消费者承受污染的边际成本，还会影响经济发展，而且也是对自然净化能力的一种浪费。
从实践来看，环境污染所造成的损失每年要达上百亿元，但污染是可以控制的，而控制它同样每年也需要上百亿元。
那么，国家在控制污染方面负担的费用，究竟应该达到什么程度?这笔费用一旦确定下来，“最适”的污染量也就清楚了。
一般来说，管制分为两种：一是明文规定企业的生产方法，或投入物必须符合某种最低标准，否则禁止运营；一是直接规定产出的最高数量，禁止超量生产。因此，由于管制措施直接规定企业的生产行为，限制企业的产量，必然会造成资源配置缺乏效率，结果不一定有防治污染的功效。
许多经济学家(George and Shorey，1978，p．210－215；Webb and Ricketts，1980，p．130－131)通过比较分析课征污染税与直接管制的效果证明了这一结论。
第一，课征污染税可使污染者自由选择低廉且适合于自己的方法，以减少排污量。
直接管制却有可能因未经详细调研而指定了有损效率的防治污染的方法，这不但会妨碍污染防治方法的自由选择，而且还会造成资源配置的低效率。
第二，征收污染税可以通过污染者追求利润最大化的动机，为污染者长期研究与开发治污新方法、新技术提供源源不断的动力，因而可以减少剩余的污染，同时也将降低污染者应付出的与污染有关的费用(兰德尔，1989，第177页)。
但是，直接管制却不存在这种刺激效果。这是因为，一方面，污染者如果达到了规定的排污量标准，他们就不会再努力治污，因为这样做对其企业本身毫无利益，只会增加成本；另一方面，由于企业比政府更了解社会及本企业的污染防治技术的开发状况，政府对企业迟迟不开发防治污染的新设备、高技术而束手无策。
在控制污染设备没有得到开发的情况下，政府对控制污染技术没有企业了解得清楚。企业提出各种理由试图让政府相信，由于他们工厂的控制污染技术开发非常困难，他们不能达到严格的管制标准。
如果政府仍然实行严格的管制，但允许企业有几年期限去开发必要的技术，企业会依旧没有动力区照章办事。
因为他们相信，即使规定期限届满，新的技术还没有开发出来，政府也不会立即关闭工厂(斯蒂格里兹，1988，第219页～第220页)。
第三，在减少既定的污染程度的情况下，直接管制措施所耗成本往往高于污染税措施，如图4所示。假定有X、Y两个污染性企业，原有的污染排放量都是Q，而其防治污染的总成本函数却各不相同，即TCX和TCY。
就经济效率角度而言，为实现污染防治的总成本最小化，必须使X、Y这两家企业减少最后一单位污染物排放的边际成本相等。这一条件在征收Ot单位税额情况下，各企业自动调整的污染排放量分别为Qx和QY。但是，在直接管制下，由于很难辨别这两个企业的情况差异，往往要求所有污染性企业对某种污染物的排放量作同一比例的减少(例如，要求这两家企业的污染排放量都降至QY)，因而，直接管制措施常常无法以最低的成本实现定量的污染防治。
图4 污染税与直接管制比较：成本高低
第四，更为重要的是管制可能会鼓励企业进入污染性行业，而征税却能鼓励企业退出该行业。
对此，我们作进一步的分析。理想来说，正如图5所示，等于外部性成本的污染税可能使产量从Qa减少到Q*，从而有效地限制了外部性的危害。
图6描述的是一个在图1中已描述的行业中代表性企业的成本曲线。在短期，当对该行业征税时，产量下降到Q*，价格提高到P*。征税额用图6中的P*P2CA的面积表示，而且，由于征税的结果，行业中的这些企业发生了损失。当税收包含在生产成本中时，生产的边际成本将提高到MC′。但是，在管制政策下，如果行业中的每个企业必须把产量限制在Q*，这些企业的产量虽然与在征收污染税时的产量相同，但它们赚取了超正常利润，即P*P1BA的面积。可见，尽管征税与管制在短期内都具有把产量减少到Q*的作用，但在长期它们的效应就不同了。
管制产生利润，数额等于P*P2CA的面积，也就是说，在长期来看，管制鼓励了企业进入；而最适污染税产生损失，数额等于P*P1BA的面积，亦即污染税鼓励了企业退出这个行业(Holeombe，1988，p．52)。显然，该行业中的企业宁愿要产量限制不愿意征税；而且，不难想像，由于企业对管制政策可以施加院外压力，争取产量限制而不愿意用征收纠正税方法来解决外部性的事时有发生(Buchanan and Tullock，1975，p．139－147)。所以，从表面上看，直接管制似乎比污染税的治污效果更佳，其实不然。
图5 负外部性
图6 污染税与管制比较：对行业进出的刺激
污染税与发售污染权相比较 所谓出售“污染权”(pollution rights)，是指政府主管污染防治工作的机构，依据污染物的最适排放量来确定“污染权”的出售数量，然后将它们出售给出价最高的污染性企业。
这里所说的污染权，一般指“可转让的污染权”(transferable pollution rights)，可以在污染者之间进行买卖。也就是说，当污染者发现他能以较高的效率或较低的成本减少其排污染量时，该污染者就可将持有污染权数量中的多余部分，转售给其他污染者。
虽然发售污染权措施无需了解污染者防治污染的边际成本函数，而且它所需要的信息成本与执行成本比课征污染税要少(Griffin，1975，p．275)，但是，由于污染权可以转让，刺激了某些企业购买大量的污染权，形成垄断市场。其他企业要从事生产，必须首先向其购买污染权，造成污染权即为生产权的现象(Holeombe and Meiners，1980，p．345－349)，这显然违背了公平竞争原则。
而另一方面，由于被使用的污染权数量低于可转让的污染权数量，则可能出现资源错误配置现象。相比之下，在征收污染税的场合，企业每年定期支付一笔税款即可从事生产。
此外，在污染税制下，污染者在缴纳污染税与添置治污设施之间，可自由选择其成本较低者；而在出售污染权的情况下，罚金越高，治污投资过度的概率越大，因此发生资源错误配置的损失也越大。
污染税与补贴政策相比较 财政补贴政策是指政府对企业为进行污染防治所发生的费用给予补贴。
补贴方式有两种：一是针对企业排污量的减少程度直接给予货币补贴，一是以税收支出的方式给予间接补贴。补贴政策与课征污染税政策的性质相同，都是从价格上来影响企业的生产行为。如图3所示，某企业自动减少Q1这一边际单位的产量或污染量，政府就补贴CA。该企业若多生产一单位产量，不但私人成本增加AQ1，而且还丧失CA的补贴。对该企业来说，这一边际单位产量的真正成本是CQ1，而其边际收入只为AQ1，因此，少生产这一单位，该企业的利润就增加CA。因此，在补贴政策下，社会生产也能达到最适点。可见，补贴政策与污染税政策都是从价格上影响企业的生产行为。
但是，在补贴政策之下，个别企业可能会减少产量及排污量，而整个行业的总排污量却有可能增加。
因为，虽然个别企业的排污量减少了，但由于其利润比没有补贴时为高，这将吸引新的生产者进入此行业，使得整个行业的排污总量不变或反而增加。相形之下，征收污染税后，产生污染的产品的价格大多要上涨，使得市场需求量减少，也抑制了污染性的生产活动。其实，像我国这样的发展中国家，在经济发展过程中需要大量货币资本，政府很难筹措到充足的资金补贴治污企业，或大规模建立废物处理工厂及设施；相反，征收污染税，无疑是政府的又一新的资金来源渠道。这不仅为政府实施环境保护政策提供了财力，而且还可直接用于弥补地方政府的财政赤字。
污染税是一个公平的、高效率的税种 政府通过征收污染税，一方面，迫使给他人带来危害的污染者也要付出一定的代价；另一方面，利用由此而产生的强大的市场竞争力量来推动企业选择适当的污染控制技术和研究开发新的更有效的减少污染的工艺过程，实现既降低成本又减少污染量，同时提高社会福利的目的。此外，政府还可以利用这种税收所筹集上来的资金补偿受害人。这些都表现出污染税符合公平原则。
污染税还充分体现了效率原则。
在现代经济体系中，税收的效率原则，不再局限于要求税收保持“中性”，更重要的是要求税收应根据不同的情况，对市场经济活动进行积极的干预，控制和诱导资源的合理配置，调节供求关系，促进市场机制的有效发挥。与其他税收相比，污染税在整个税收体系中越来越吸引人，不仅因为它能提供社会需要的资金来源，更重要的是，它能矫正环境资源配置中的“市场失灵”，保护生态环境，而且还可取代其他破坏经济的收入来源。
尽管污染税显然不能完全取代其他主要税种，但“污染税发挥作用的余地还是很大的。对空气和水的污染物以及其他废物进行广泛地征税，就能使收入明显增加。
这些收入能使其他主要税收所占的比重下降，从而减轻其他税收所带来的有害的压力。……因此，……采用污染税还会带来潜在的‘效率收益’。”(奥茨，1989)
4．污染税的税制设计
要使污染税制既符合税制原则的要求，又能实现治污效果，最关键的问题是税制三大要素的设计，即纳税人的认定、课税基础的选择以及税率的确定等。由于污染税是对有污染物排放行为的企业(或个人)课征的，所以，很明确，纳税人就是污染性企业(个人)，没有选择的余地。
因此，西方经济学界主要就后两者作了深入讨论。
4．1 污染税制的税基选择
显然，污染税的课税对象是造成环境污染的废物排放行为，那么如何选择污染税的计税基础呢?对此，在理论上有三种不同的主张。
第一，以污染物的排放量作为污染税税基。这种主张认为，这种税基的优点在于：(1)以污染物的排放量作为税基，企业在维持或增加产出的情况下，只要减少排污量，即可减轻污染税的税收负担。
这样，税收就能直接刺激企业或增加防治污染的设备，或改进生产工艺过程，以减少其废物排放；若对排污企业的销售收入或利润征税，就达不到这一效果。(2)以排污量作为税基，不会妨碍企业自由选择防治污染的方法、每一个污染性企业，都可以随意选择最适合本企业的治污方式，实现减少排污量、减轻污染税负的目的。
第二，以污染性企业的产量作为污染税税基。这种方法的主张者认为，污染物的排放量与市场产品或劳务总量之间存在着固定比例的正相关关系。污染性企业要想减少污染物的排放量，必须首先降低其产品或劳务的产量。如若政府选择这种税基，污染性企业只有降低其产量，才能减轻污染税负，而该企业本来完全可以选择其他更有效的方法达到同样的目的。
可见，就整体的资源配置而言，这种税基选择可能导致效率损失以及阻碍生产的发展。
第三，以生产要素或消费品所包含的污染物数量作为污染税税基。
这种主张也可以说是对那些可能引起污染的投入物征税。例如对含硫量高的燃料征税。
通过改变有害投入物的相对价格，这种税收会直接刺激生产者在他们的投入物中寻找替代品，即少用那些污染性较大的品种，多用污染性小的品种。
但是，这种税基选择的前提条件是，生产要素或消费品中所含的污染物成分与污染物排放量之间存在着因果关系。
可是，在现实经济生活中，这种关系常常有例外。而且，这种选择没有考虑到企业治理污染的能动性。
谁使用了含有污染因素的原材料，谁就要照章纳税，而不管其最终是否造成环境污染。显然，选择这种税基既不合理又欠公平。
看来，只要在技术上能以仪器仪表等计量污染物的排放量，并且其所需要花费的成本也不多，那么，最适当的税基应是污染物的排放数量。
4．2 污染税的税率确定
污染税的税率确定，直接关系到污染税对污染物排放者的调节程度。在理论上，污染税率的确定主要有两种方法(林瑞楠，1988)。一种是使税率具有分配功能的确定方法，即税率的确定以计划实施成本为依据，使清除污染物的收支平衡。
具体来说，税率(t1)就是清理污染物的全部成本(C)除以污染物的清理数量(W)：
t1=C／W (6)
另一种是使税率具有刺激效果的确定方法，即税率的确定以消费者的边际成本为依据，使其边际成本等于税率。则：
t2=C′／△W (7)
式中，C′=折旧成本+维修成本+实施成本，△W=有效的污染物处理量或减少量。
由于t1与t2确定的依据不同，它们所实现的目的就有差异：按t1征税强调的是污染税的融资功能，按t2征税强调的是污染税的刺激功能，二者都具有降低污染水平的功能。
理论界提醒道：政府在具体确定污染税的税率时，应注意以下四个问题：
第一，税率不能订得过高。
对排污者征税，目的是节制他们的排污行为，使废物排放保持在自然环境能够净化的限度内。如果税率订得过高，有可能造成在抑制了社会生产活动的同时，导致社会为“过分”的清洁而付出过高的代价的现象。
所以，最适污染税税率应等于最适资源配置(此时也是最适污染量水平)下，每单位污染物造成的边际损害值或边际污染成本。显然，这一税率(单位税额)难以确定，但在从实际出发确定了环境质量标准之后，可以采用“反复试验调整法”，每种污染物的单位排放量的税额不断改变，直到确定出合适的(即能使污染量达到环境质量标准要求的)税额为止。
第二，税率不能高度统一。由于各地的气候条件、产业发展程度、人口密度状况以及对洁净环境的需求程度等因素的差异，同样的污染物或相同的污染量在不同的地区，其边际社会损害程度将有所不同，故不能在全国上下统一实行单一税率。
最适污染税率应是根据每一种污染物排放量在各地对自然界污染程度的边际影响程度，设计差别税率。这样，既能使污染防治的总成本趋于最小化，又能促使企业在选择厂址时，充分考虑生产活动对生态环境可能造成的不良影响。
例如，日本政府按二氧化硫排放量把各市分化为A、B、C、D、E、F、G等七个区，适用不同的税率标准。同时根据各类指定地区的污染状况以及污染防治目标，各市适用的税率不断调整。
如在1977年与1978年两年间，富士市都按指定地区内C区的污染税率课征，而在1979年，已按D区税率课征，到了1981年，又改按F区的污染税率课征(王有康，1991，第171页)。
第三，税率不能固定不变。
从长远来看，随着防治污染技术与方法的不断更新提高，环境整治的边际成本不断变化，污染税也应随之反复合理地调整，以便使防治污染的总成本在每一时刻都能趋于最小化。所以，最适污染税税率应是弹性税率。
第四，税率应是定额税率。基于废物排放的特点以及税制的简化、便利原则，最适污染税率应是定额税率，即按照污染物排放的一定计量单位，规定固定的税额。
如美国新罕什尔州的国会议员贾德·格雷革在其“1987年硫和二氧化一氮排放税法”议案中提出，每磅硫化物排入大气将征收25美分。
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