第一节 文献综述

一、环境意识与环境经营

1．环境意识

近年来，随着人们改善自然环境呼声的提高，保护环境，积极履行企业社会责任，努力实现“经济、环境与社会”的协调发展已成为企业经营的一项基本要求。之所以对环境经营问题给予高度的关注，是因为企业在现代社会中扮演着重要的角色，它与社会的联系不仅仅是生产产品与提供服务，同时它也占用着环境资源、社会人力资本，它对于社会的变化产生着举足轻重的作用。企业对社会的方方面面产生着巨大的影响力，而环境和资源问题也是与企业的生产经营活动密不可分的，甚至可以说，企业是环境问题的主要缔造者，目前全世界的自然环境遭受的污染物有80%是来自企业（励向南，2009）。环境资源作为一种公共产品，不仅其产权模糊，而且在使用中还具有非排他性。这样，作为追求经济利益的个体肯定会最大限度地利用这种公共产权来实现自己的个人愿望，并且，将由于自身生产经营活动而造成的外部不经济性转嫁给了社会与公众。美国《商业周刊》曾就安然公司财务丑闻案撰文指出：“安然的失败并不仅仅是因为做假账和所谓的高层腐败，还应归咎于它的企业文化。它一直强调收益增长和个人主动性，加之缺乏通常的公司制衡机制，使企业文化从进攻战略转变为日益不道德的投机行为。”环境经营要求企业在经营管理活动中注重环境意识，有环境认知。因此，“要有效地开发和借用技术，就必须进行适宜的制度创新，而制度创新的形式主要受文化传统的限制。根据诱致性创新模型，预期利润是诱致技术和制度创新的动力。然而不管诱致力量有多强，如果它们与植根于人们头脑中的传统规范不一致，对社会有利的创新就不可能实现”（速水佑次郎，2003）。

环境意识的缺失已阻碍了企业文化建设的发展（冯圆，2014）。环境意识不强，企业员工环境经营的动力不足，积极性缺失，客观上降低了环境经营的效果。企业强化环境认知和树立环境价值观，通过培训与员工沟通等文化交流活动，可以提升员工积极的环境伦理精神。在环境经营面对利益冲突时，只有细致的道德诉求和人文关怀才能化解矛盾，如果没有自发性的环境经营行为，仅仅依靠强制性的制度规范，有可能会使组织内部产生“道德贫困”现象。环境意识的缺失使企业利益驱动出现偏差（金原达夫等，2011）。在企业管理中，各种利益关系复杂纷呈。各相关方在实施环境经营过程中，由于整体的环境意识配置不足，人们对环境经营的认知及行为优化缺乏统一的价值观，基于自身的经济利益最大化，会计人员和管理层等都会丧失对环境经营的理性判断，为了自身利益的最大化，不惜以牺牲环境为代价，将污染等转移至更落后或管理更不规范的地区或部门。环境意识的缺失导致环境经营模式偏离目标（冯巧根，2008）。环境意识与经营模式的不相容，使环境成本难以有效计量。环境成本发生多少，在何种程度上将其内部化，需要企业制度的规范和价值指导。应当促进以企业为主体的社会公众能及时更新自己的意识，包括经济意识、危机意识、伦理意识、法律意识等，特别是经济意识，因为经济意识是其他意识产生的经济基础。据此，积极开发利用技术性和经济性的环境保护措施，引导企业自愿、主动的参与，并向社会提供环境报告或者社会责任报告等的环境信息成为社会对企业的内在要求。同时，可持续的环境经营还有助于获得来自消费者等利害关系人的公正评价，进而提升企业的价值。

2．环境经营

随着环境问题日益受到重视，企业生产活动中强化环境管理的自觉性正在增强。环境经营意识开始形成。环境经营（environmental management）一词涵盖了英文中green management, environmental business, environmental management, environmental marketing等概念所包含的主要内容。日本学者金原达夫等（2011）认为，环境经营是指企业将环境视为企业经营战略的新要素，将环境保护活动作为企业经营活动和运营管理的重要方面，在采购、开发、设计、制造、废弃物处理等方面将与环境问题相对应的战略逐渐具体化，以减少在经营活动中投入的水、能源、原材料、化学物质等所带来的环境负荷并力求使其最小化的一项管理活动。我国学者葛建华（2010）认为，环境经营是组织对环境问题所实施的管理运营，是一个全面的、整体的、战略的概念。环境经营的实施是企业经济活动与环境的关系，从相互对立走向相互融合的过程；环境经营的目的是获得经济利益和环境保护的双重价值，是基于循环经济和可持续发展理念的新的企业经营模式，它体现了企业与自然、企业与社会的共同依存关系。

环境保护立法对环境经营具有重要的支撑和推动作用。近年来，美、日等发达国家的环境经营取得成效，主要得益于完善的法律法规及相关制度。例如，丹麦的绿色会计法要求企业实施物料流量成本管理，优先报告水、能源和原材料消耗数据，排放的污染物的种类和数量，以及在生产过程中产生的污染物的种类和数量， 60%的企业已经取得了显著的效果（易学君，2008）。当全球范围都在提倡环境保护、出现“绿色消费”的浪潮时，企业有关于环保的定位无疑会为企业的品牌形象的塑造增强活力、为市场的竞争注入强劲的动力、为环境风险的降低获取一定保障。随着我国管理当局对环境问题的日益重视，环境保护的立法也在不断推进与加强。表2-1所示是中、美、日三国环境管理法规的汇总情况。

总体上看，日本的环境成本管理结合了环境财务会计与环境管理会计，定量信息丰富，规则的可操作性强，重视环境经营理念的导向作用，同时核算和披露环境成本与环境效益信息，且区分收益性支出与资本性支出；美国则是简单地披露各年度的环境支出信息；我国则由企业进行自愿披露，这与排污等环境成本信息的确认、计量等基础工作的薄弱有关。因此，培育环境意识，调动全社会环境保护的积极性等至关重要，从微观的企业主体入手加强环境经营，譬如从排污成本着眼加强环境成本管理等就显得十分的必要（杨仲杰，2014）。

二、排污成本与环境成本管理

1．排污成本

排污成本概念的形成经历了一个漫长的过程。20世纪20年代，英国经济学家庇古在《福利经济学》一书中认为，根据污染所造成的危害程度对排污者进行征税，来弥补私人与社会成本之间的差距，这一概念被称为“庇古税”，这种理论也称为“排污收费”。这一通过征税或补贴来弥补市场配置失效的方法的确对缓解环境过度污染有所帮助，但它的弊端在于很难量化污染的外部性。随后科斯（1960）提出了著名的“科斯定理”，认为只要产权被明确界定，无论初始产权如何分配都能够达到资源的最优配置。“科斯定理”需要在交易成本为零或者很小的情况下才能取得良好的效果，因此其实用性较差。20世纪六七十年代，美国经济学家戴尔斯（1968）将“科斯定理”应用于水污染的控制研究，在“科斯定理”的基础上提出排污权交易理论。

1972年，世界经合组织提出了PPP（polluter pays principle）原则，即污染者支付原则。它要求所有的污染者都必须为其造成的污染直接或间接地支付费用。PPP原则是庇古税理论的现代应用与延伸，将污染环境的成本回归到污染制造者的私人成本之中，使外部成本内部化，达到减少污染排放、环境资源更合理配置的目的，也为污水处理费用的收取提供了广泛的理论基础。以污水处理成本核算作为污水处理收费定价的基础已得到普遍认同和重视。世界各国的污水处理成本研究大多也遵循先研究污水处理成本，再以此为基础研究污水处理费用定价的顺序和规律（hristen &Jasch,2006）。

1984年，Fraas and Munley在“Municipal wastewater treatment cost”一文里估计了控制污染的污水处理成本和清理BOD污染物的边际成本。他们基于O&M（operational & maintenance，运转和维护）成本与实际的水流量和工厂运行的相关性，假设污水流出量为外生变量，分别构建了关于污水流量的流入浓度和流出浓度的资本函数和O&M成本函数。他们得出的结论是：如果流出浓度与流入浓度差别减小，则减少BOD污染物的边际成本会急剧增加。1991年，McConnell和Schwartz又扩展了这一模型，他们通过大量搜集数据和实践证明，污水的流出量应该被假设为内生变量，并结合污水处理工厂的工艺、经营特征等情境来构建理论模型，研究如何通过合理选择污水处理设备等环境成本管理手段，达到减少BOD污染物的污染水平的最优选择。1993年，依据沿海城市管理委员会（Committee on Wastewater Management for Coastal Urban Areas）制定的标准，美国污水处理科学研究所把成本视为O&M成本，将污水处理厂分成十种不同类型的污水处理系统，再将不同规模和工艺的污水处理厂经过平均化处理后，计算出当时污水处理厂的成本函数。研究得出的结论是：当时每百万加仑污水流量的污水处理成本是4500美元至5500美元，最后根据当时本地经济生活水平和污水情况总结出合理的污水处理费用。

排污成本管理的一个重大转折是其控制范围的扩大，即将微观企业的排污问题开放化，将排污成本放在一个公开的平台上进行转让与交易，即形成一个排污权交易市场。国外对排污权交易（emission trade）的理论研究，自七八十年代由Crocker Thomas（1966）、Ronaald Coase（1968）、Dales John（1968）、Baumol and Oates（1971）、Montgomery（1972）、Tietenberg（1974）等经济学家的研究开始成形，其中，Tietenberg至今仍在研究排污权交易问题，2001年Tietenberg, T.H．出版了Environmental and Natural Resource Economics（Fifth Edition.New York:Harper Collins Publishers Inc.2001）, Tietenberg, T.H．较为完整地阐述了排污权交易的发展与变化的有关实务及理论观点。McGinnis认为，排污权交易产生的经济激励能够更有效地减少特定地区的污染物排放总量。在水资源管理方面， Dales John（1968）在初次构思排污权交易的思想时已经考虑到水资源因地理因素而导致的外部性问题，即河流上游的群体往往会污染到下游的群体。1996年，美国环保局（US Environmental Protection Agency, USEPA）制定的《基于流域的交易草案框架》（Draft Framework for Watershed Based Trading）中提出，把流域污染物（排污权）交易作为实现水质目标的一种手段。并且认为，实现水质目标的排放原则之一是，排污权交易应与整个流域的水质标准一致（US EPA,1996）。该草案框架以根据1990年颁布的《清洁空气修正案》（Clean Air Act Amendment）确立的空气污染交易计划为模板拟写。在该框架下，把污染物排放减少到允许限量以下的排放者累积的“信用”（credits）可以出售给在同一流域的排放者，交易成本将比其他排放者为达到水质标准而改进技术所需的成本要低。大量的可转让排放许可证通过“交易平台”颁发给需要排污的企业，排污者的排放权可以在他们之间像自由市场商品一样转让流通（Tietenberg,2006）。该草案框架作为官方环境管理机构颁布的指导性文件，为排污权交易的理论研究和实践起到较大的促进作用。

Woodward & Kaiser（2002）总结了排污权交易市场的四种类型：交换，双方谈判，票据交易所交易和单一源补偿。他们认为不同的交易市场既要考虑到初始产权的分配问题、交易者的多寡问题，也要考虑到可能产生的交易成本问题。只有在节约成本并达到环境目标的情况下，排污权交易项目才能认为是成功的。会计确认、计量和披露问题，具体包括以下几个方面：（1）排污许可证是资产还是费用；（2）如何确认排污许可证，如果单独作为一项资产确认，这项资产的性质如何界定；（3）排污许可证的价值如何确定或计量；（4）如何在财务报表中披露排污许可证等。

20世纪70年代，我国借鉴污染者支付原则并因地制宜，提出了“谁污染，谁治理”的原则，随后相继开展了排污收费政策、水权交易、生态补偿等环境方面的经济政策手段的实践，取得了一定的成效和进展。排污收费制度作为我国最早实施的环境治理政策之一，它要求一切向环境排放污染物的单位和个人，须要按照政府规定的收费标准缴纳费用，以使其污染行为造成的外部费用内部化，促使污染者采取措施控制污染，以达到环境治理的根本目的（程宇，2005）。我国对排污成本的研究较晚，早期排污成本预测及控制的研究缺乏系统性和连续性（陈忠，2004）。整体上看，我国对排污成本的研究主要是在整理国外污水处理成本模型和算法的基础上，比较分析相关数据，结合我国国情和具体区域情况加以借鉴。2000年，上海市政工程设计研究院在《给水排水设计手册（第10册）技术经济》中将污水处理成本包括10个部分：以电费、水费为主的能源消耗费，C1；原料费，主要是药剂费，C2；处理后污水排放费，即经过处理后的污水排入受纳水体中所必须支付的费用，C3；工资福利费，C4；固定资产基本折旧费，C5；大修理费，C6；无形资产和递延资产摊销费，C7；检修维护费，C8；管理费用和其他费用，C9；流动资金利息，C10；考虑到污泥作为污水处理行业难以忽略的副产品，必须经过处理达到国家相应标准后方可排放进入环境，故包括污泥处置费，C11。综上，污水处理成本用公式表示为

C=C1+C2+C3+C4+C5+C6+C7+C8+C9+C10+C11

陈鸣剑、叶禄、阮晓红等（1992）搜集了南京市和杭州市103家于1986年以后建成的各种类型污水处理厂及相关设施的建厂费用及去除率资料，针对有机废水采用一级、二级（生物处理）工艺流程的规模性污水处理厂分析其费用函数，建立了费用函数模型：C=f（Q, n）。式中，C为费用，Q为处理流量，n为污水处理厂的处理效率，或称去除率。马铭、桑建明等（2000）根据1995年上海市和国家的超标污水征收标准的特点，总结并提出制定新标准原则，通过建立上海市污染物去除量与处理费用的函数关系，确立运行费用函数，再根据污染物对环境危害大小，按照排放标准、处理深度和处理费用等不同指标确立收费价格，从而制定了不同层次超标污水的收费标准。这一方法不同于以往单一以浓度为标准的收费方式，而是以处理运行费用函数为基础确立收费，是与上海市当时经济水平相适应的，即是一种较为合理有效的排污收费标准。然而，很长一段时间，我国污水处理费用函数研究工作大多只能集中在某些特定层面或者部分地区，不能在国家范围内提供污水处理和收费框架的设计依据。如费用效益和费用效果分析等理论方法研究的目的主要限于某一过程的优化和特定污水处理设施的技术改造，应用上也是为某一区域或某一类型污水处理厂服务。我国幅员辽阔，各地区和城市经济发展状况差距很大、投资运营环境和居民生活水平差别也很大，所以单纯从成本核算角度分析污水处理费用定价情况也不够充分。

2000年在全国范围内统计了废水污染企业数据和各行业的单位污水治理投资系数，由此对未来10～20年间污水处理投资和运行成本费用进行预测。於方、牛坤玉等（2011）基于全国第一次污染源普查数据，考虑地区间差异性和不同处理规模、不同排放标准，构建了污水处理投资成本和运行费用函数的计量模型。他们在现行污水处理行业运行成本核算体系下，以COD污染物的进出口浓度为自变量，分别对东、中、西部三个地区不同排放标准下的单位进行城镇污水投资和运行费用的计算和全成本核算，在定量化层面分别为东、中、西部污水处理收费标准体系提供了依据：一座日污水处理量为5万吨/日的污水处理厂，东部地区的污水处理费用为1.29～1.68元/立方米，中部地区的运行费用为1.04～1.36元/立方米，西部地区的运行费用为1.35～1.62元/立方米。

2．环境成本管理

排污成本作为环境成本的一个组成部分，已受到越来越多学者的关注。当前，在环境成本管理研究方面，重点在于如何确认环境成本，如何控制环境成本和如何利用成本制定环境决策（Beer and Friend,2006; Kunsch et al.,2008; Papaspyro-poulos et al,2012），以及企业采取的环境经营行为措施能在多大程度上带来经济收益（Lohmann,2009）。排污成本的核算是环境成本管理最主要的内容（葛家澍， 1996）。Bartolomeo（1999）在提交的调查与案例报告中认为，环境成本管理主要包括物料流量成本会计、环境设备的成本管理以及环境成本的核算等几个方面。围绕环境经营，发达国家开发了许多有关环境成本管理方面的工具，其主要特征是在传统成本会计中嵌入环境成本核算的技术与方法。如基于外部货币的环境计量成本会计（EPEA），以及完全成本会计（full cost a ccoun ting）（EPA,1996）和总体成本会计（total cost accounting）。基于外部货币的环境计量成本会计是指对有关企业环境方面的行为、业务、生产或服务的影响进行的内部成本（包括所有的环境成本）与外部成本的整合活动；完全成本会计是对私有成本和投资节约额这一完全范围的长期、综合的成本加以分析与控制的活动。类似的环境成本管理工具还有很多（EPA,1995）。在环境经营方面，成果比较丰硕的国家是德国，其开发的成本管理工具，如物料流量成本会计（material flow cost accounting, MFCA）和弹性边际成本会计（Grezplankostenrechnung；可意译为“Flexible Standard Costing”，英语简称GPK）等为各国会计界人士所推崇。与德国相比，日本由于受本国严重的环境污染影响，成为世界上最早普及环境会计（对外报告为主）的国家。自1999年起日本政府就开始颁布环境会计指南，并先后于2000年、2002年和2005年进行了重新修订和颁布。近年来，日本也开始关注环境经营方面的成本创新活动，其特征之一是由行业机构资助在企业中推行物料流量成本会计（河野，2005），同时，有学者还就日本海外企业实施环境管理会计（包括物料流量成本会计）的案例进行了总结（阪，2001）。此外，国际性机构也越来越重视环境经营方面的成本管理研究。

现有的研究成果经常将排污成本归入环境成本中加以研究，独立展开讨论的文章较少。有关环境成本的概念，目前为大多数学者和组织所认同的观点是1998年联合国对其作出的定义：“以环境负责为原则而采取的一系列环境措施成本和达到环境目的而发生的其他成本。”国内众多学者因研究领域不同，对环境成本虽有探讨但仍无统一的概念界定，不过他们所提定义内涵基本相通。如郭道扬（1992）认为，环境成本是经济主体为维护生态环境，有义务按一定的耗费标准，承担获得经济可持续发展产生的环境治理费用和资源使用费用，从而促使环境达到可持续发展。环境成本分类是国内外学者普遍关注的研究范畴。国内外学者对环境成本的分类不尽相同，各成体系，存在较大差异。在国外，美国环境委员会为便于对环境成本进行核算与控制，最早明确提出环境成本如何分类，认为环境成本包括环境保护成本、环境损耗成本、环境污染消除费用、环境事务成本。之后国外其他学者或机构所提出的环境成本分类多是基于此分类而做出的相应调整。在国内有很多学者对环境成本进行分类，各具特色。王立彦（1997）对环境成本从多角度进行分类，比较全面。他认为从空间范围看，一个企业的环境成本可分为内部和外部环境成本；从时间范围看，可分为过去、当期及未来环境成本；按照不同功能，可将环境成本划分为弥补已发生的环境损失、维护环境现状与预防将来可能出现的不利环境影响。林万祥（2004）将环境成本按环境资源流转平衡和环保效果观原理进行分类，方法独特，认为环境成本可分为降低污染物排放成本、废弃物回收再利用及处置成本、绿色采购成本、环境管理成本、环境保护社会活动成本、环境损害成本六类。

三、排污权交易的会计处理与排污成本控制

1．排污权交易及其会计处理

作为排污成本管理的有效手段，排污权自20世纪70年代提出后得到迅速发展。目前排污权交易的会计处理成为了近年来环境成本管理研究的重要课题。1993年3月，依据《空气清洁法修正案》，美国联邦能源管制委员会（FERC）首次发布排污权交易会计处理的委员会文件，该报告对排污权分类、价值评估、费用确认及报告等做了详细规范（GISPRI,2003），但其无法在历史成本下对企业免费分配的排污权进行处理，故Jacob R.Wambsganss和BRent.Sanford在1996年对此进行了修正。1997年12月通过的《京都议定书》作为全球第一个带有法律约束力的、定量减排温室气体的国际环保协议，承认了温室气体排放权，使得温室气体排放权成为一种稀缺资源，并开始在全球范围内进行交易。温室气体排放权交易市场在全球范围内迅猛扩张，如欧盟排放权交易体系（EUETS）的建立，它给全球应对气候变化和可持续发展创造了机会，但也给现有的会计体系带来了极大的困扰。因此，2002年，国际会计准则理事会（Intemational Aceounting Standards Board，简称IASB）下辖的财务报告解释委员会（International Finaneial Reporting Interetations Committee，简称IFRIC）决定起草一份指导公司排污权交易的会计准则，即基于排污权交易规则的国际财务报告准则（Intemational Finaneial Reporting Standards，简称IFRS），并对相关的排污权问题的会计处理作出进一步的解释性说明。国际财务报告解释委员会（IFRIC）依据国际财务报告准则（IFRS）的框架性要求，在2003年5月发布了关于参与政府减少温室效应计划的企业如何对排污许可证交易进行会计处理的征求意见稿。针对排污权的“总量—交易机制”提出了两种方案：一是总量—交易机制的参与者是否应将排污权确认为一项资产？二是该资产的性质是什么？由于该草案可能影响到现行相关事项的会计处理，并对排污权收益及其遵循的成本确认标准等产生不利的影响等，最终未将其列入议事日程（EITF,2003）。相关会计处理的不完善之处还有许多，譬如，在IAS38中的排污许可证的成本计量（IAS38规定无形资产以历史成本计量）和IAS37中因排污产生的义务的公允价值计量，因协调不充分导致征求意见稿中存在损益混合计量标准；在所有者权益中以公允价值计量排污许可证价格的变化，而在损益中以账面价值计量排污义务的价格变化而导致的混合报告标准。

由于混合计量模式所引起的关注，IFRIC要求对IAS38进行修改，以便企业能够以公允价值计量在活跃市场上交易的排污许可证，且把排污许可证的价值波动确认为损益。2003年12月，IFRIC在征得IASB同意后，对IAS38进行修改，修改的目的是在IAS38的无形资产中增加新的科目，以便将按公允价值计量的排污许可证包括在内。较之IFRIC零星地提出修改有关准则的方式来说，由国际会计准则理事会从整体角度重新考虑排污许可证交易将更为合理和有效。2004年12月2日，IFIUC在征求意见稿的基础上正式发布了《国际财务报告解释公告第3号——排污权》（IFRIC3），并以此来正式规范“总量控制与排污交易”下的排污许可证会计处理，该项解释对自2005年3月1日起的财务报表具有规范效力。该项解释公告涉及《国际会计准则第20号——政府补助会计和对政府援助的解释》（IAS20）、《国际会计准则第37号——准备、或有负债和或有资产》（IAS37）和《国际会计准则第38号——无形资产》（IAS38）三项国际会计准则。根据IFRIC3的规定，排污许可证应确认为无形资产，并根据IAS38有关无形资产的要求在财务报表中披露；公司应对政府发放的排污许可证进行披露，当政府分配排污许可证给参与者时，如果收费少于许可证的公允价值，或者收费为零，公司应将其差异确认为政府补贴，有关政府补贴的会计处理参照IAS20执行；当公司进行污染排放时，应计提未来交还许可证这项义务的准备，或者未来支付的一项相应处罚（根据IAS37有关准备金、或有负债和或有资产进行会计处理），这项准备通常按履行这项义务所需许可证的市场价值来计量。

IFRIC3发布后，欧洲财务报告咨询小组（EFRAG）发布了否定的签注意见。EFRAG认为，IFRIC3违反了“真实和公允原则”，且不符合经济决策和管理者职位评估所需的财务信息易懂性、中肯性、可靠性和可比性的要求。同时，欧盟认为，欧盟排放交易市场发展规模有限，并不像IFRIC认为的那样急需一个解释来指导排污许可证交易的会计处理，欧委会建议推迟IFRIC3在欧洲的全面使用。事实上，该指南的确存在先天性缺陷：其一，资产（排污权）和负债（排污权支付义务）的成本计量基础与IAS38不一致；其二，递延收益（政府补助金）和费用（排污费用）的计量基础存在差异；其三，在后续计量上也存在着复合计量和报告模式，收益和费用不匹配，不能如实地反映企业的经济真实性（economic reality）。基于解释指南紧迫性的减低和相关准则不协调等诸多原因，IASB于2005年6月撤回该指南（IASB,2008）。同年9月，IASB决定将排污权会计项目与IAS20准则同步修订，但IAS20及对其影响较大的IAS37准则修订被推迟，排污权会计项目亦被推迟。直到2007年12月，IASB才再次启动排污权准则的研究。

除了国际会计准则理事会（IASB）制定的IFRIC3，一些研究者也对排污许可证交易的会计处理提出了不同的观点。根据国际会计准则理事会（IASB）对资产的定义，大多数研究者认为排污许可证应该被确认为资产，但对其在财务报表中的分类却有不同认识。Wambsganss和Sanford（1996）认为排污许可证应被确认为存货；Adams（1992）、sandor和walsh（1993）认为排污许可证应被确认为有价证券，他们甚至认为可交易的排污许可证可以被划分为期权，随着交易市场的出现，未来的排污许可证有必要当作期货处理；由于排污许可证具有无形资产的某些特征，Ewer等（1992）认为排污许可证应被确认为无形资产。美国联邦能源管理委员会采纳的有关1990年《清洁空气法》修正案中的会计要求，购买的预期用于补偿现行污染性产品的污染额度可以被划分为存货，购买额度的成本作为生产的必要成本。

对于排污许可证的价值计量，主要争议是以历史成本、现行成本，还是以市场脱手价格作为计量基础最为合适。从经济和环境的角度看，Stefan Schaltegger和Roger burritt（2000）认为应重视现行市场价值，而不是历史成本。只有运用现行市场价值，才能使污染预防的边际成本与排污许可证的当前边际成本进行比较。Mort Dittenhofer（1995）对排污许可证的会计确认和计量亦有与上述相同的论述。与IFRIC解释指南3号不同，IASB在新项目中与FASB通力合作，重新从排污权交易所涉及的会计问题上系统地设计会计准则，其关键点更为细致（IASB,2008）:（1）排放限额是否为资产？其本质是什么？如果是资产，该如何确认？（2）政府无偿分配的排污权配额该如何入账？是否存在负债，如果存在，其本质是什么？如何进行负债的初始及后续计量？（3）如何进行排放限额的期中处理？采用IAS38和IAS39中现有的方式是否妥当？若不妥当，该采取何种更适合的会计处理方式？（4）是否应确认和计量排污权交易制度实体所对应的义务？IAS37是否适用？（5）上述决定或选择对财务报告产生何种影响？日本会计准则委员会（ASBJ）在2004年11月发布实务对应报告15号《排污权交易会计处理》，但由于2006年7月ASBJ7《企业分拆会计准则》和ASBJ9《存货评估会计准则》的公布，使得ASBJ15不得不予以修正（ASBJ,2006）。修改后的实务报告以京都议定书为依据，将排污权作为无形固定资产入账，而以交易为目的的排污权则按金融商品会计基准处理。

2．排污成本及排污权成本控制

“削减成本”是环境成本的主要来源之一，尤其是每年为削减污染物排放所需要额外支出的成本，这种成本通常以GDP占比来表示，企业进行排污权交易是为了降低削减成本。因此，有必要建立起一套完整的排污成本会计体系来权衡企业在排污权交易过程中的成本和收益，以期达到企业内部效益最大化和外部环境最优化的综合目标。在排污权交易活动中，将排污权货币化，把企业减排信用投放到市场流通，进行买卖。总体上看，这项政策的核心就是将环境资源转化为一种特殊经济资源。而且这一资源由于环境污染的容量有限而具有稀缺性，又由于其获得会付出各种代价又具有一定的价值，因而排污权是一种有价值的稀缺资源，应当作为生产要素在会计系统中予以确认和计量。由此可见，对内部环境成本的控制不应仅局限于传统的污染物排放治理系统，而应面向排污权交易市场，结合企业自身环境治理的技术优势与不足，出售剩余限额内的“环境资本”，购买所需的污染物排放权，以达到成本最小化的目的。

排污成本理论研究涉及会计学、经济学、环境科学等众多学科领域。从已发表的研究文献看，多数人仅对排污许可证交易会计进行了一般性探讨，认为排污许可证应该被确认为资产。而对排污许可证交易会计的具体研究成果为数较少，李琳和孙铮（2004）对排污许可证在环境会计中的确认、计量和披露进行了比较具体的研究。陈煦江、任付民（2005）认为排污许可证应被确认为无形资产，以历史成本计量，无偿分配取得的排污许可证不应确认为无形资产，有偿取得或购入的排污许可证按实际支付价款计量。刘萍（2006）认为由于我国排污权交易市场还属于创建初期，尚未形成活跃的市场，公允价值还不能广泛地用于排污许可证计价，政府免费发放的排污配额暂不计价入账，企业购入的排污许可证以历史成本确认为无形资产。周一虹（2005）建议对政府免费发放的排污许可证可以按市场价格直接作为增加企业所有者权益处理，记入资本公积账户，同时将排污许可证确认为无形资产。王璐、李毅（2008）认为应按公允价值将排污许可证确认为无形资产，并在期末对排污许可证价值进行重估，确认所有者权益或损失。陈德湖、蒋馥（2004）认为不完全信息条件下，由于环境管理部门不能对排污企业进行有效监督，排污企业会隐瞒自己的排污行为，并在排污治理中出现偷懒行为。针对企业不同的风险态度，用委托代理理论建立了相应的契约机制。在风险中性条件下，分析了有效的预算平衡契约是不存在的，并建立预算非平衡契约。如果企业对风险是充分厌恶的，则证明了有效的预算平衡契约是存在的，并且能够有效地激励企业遵守环境法规。蓝虹（2005）运用产权理论对排污权交易进行分析和考察，认为排污权交易形成的根本动力是环境容量稀缺程度的提高、相对价格的上升导致了对更有效的污染治理技术的强烈需求。但技术创新需要产权制度的保护，只有对环境容量产权明晰，才能导致市场形成价格，从而诱发技术创新。而国家权力的介入是环境容量产权明晰的必要保障。袁广达（2006）依据环境经济学物质平衡理论的概念框架，以污染者付费原则的环境经济政策为指导，研究上游河流水污染引发下游污染事件所致经济损失成本和事故技术等级关联系数，进而提出以公平和可持续的价值补偿标准为基础的上下游河流水污染经济补偿模型及其运作机制，并为环境会计的相关计量提供参考依据。

排污权交易作为排污成本控制的一种重要手段，在中国的发展大体上可以分成以下三个阶段：第一，起步尝试阶段（1988—2000年）。我国早在1980年代末期就进行了排污交易实践。1987年，上海市闵行区开展了企业之间水污染物排放指标有偿转让的实践；1988年3月20日，当时的国家环保局颁布并实施的《水污染物排放许可证管理暂行办法》第四章第二十一条规定：“水污染排放总量控制指标，可以在本地区的排污单位间互相调剂”;1991年，在原国家环保总局的领导下，16个城市进行了排放大气污染物许可证制度的试点工作。1996年，国务院批复同意国家环保局提出的《“九五”期间全国主要污染物排放总量控制计划》，我国正式把污染物排放总量控制政策列为“九五”期间环境保护的考核目标，在全国所有城市推行排污许可证制度。

第二，试点摸索阶段（2001—2006年）。“十五”期间，我国环保工作的重点全面转到污染物排放总量控制，为了使环保工作更加适应经济建设的需要，原国家环保总局提出了通过实施排污许可证制度促进总量控制工作，通过排污权交易试点完善总量控制工作。水污染物排污交易试点在该阶段也有所开展。如2001年，浙江省嘉兴市秀洲区出台了《水污染物排放总量控制和排污权交易暂行办法》，实行了水污染物排放初始权的有偿使用。2006年，嘉兴市启动了全市范围的污染物排放总量控制和排污权交易。江苏省环境保护委员会也在2004年印发了《江苏省水污染物排污权有偿分配和交易试点研究》工作方案的通知。但是，与大气污染物二氧化硫排放交易的试点探索力度相比，水体污染物排放交易试点探索力度相对较弱。这一时期的排污交易主要历史事件和案例如表2-2所示。

第三，试点深化阶段（2007年至今）。为了提高环境资源的利用效率，减少环保行政成本，促进企业产生自发治污减排的内在动力，构建环保长效机制，随着国家环保战略思路从传统的行政管制手段转变到注重综合运用行政、法律以及市场和自愿手段，最近几年各级政府更加重视市场对环境资源配置的基础性作用，十分关注环境经济政策的运用。原国家环保总局于2007年启动了国家环境经济政策试点项目，探索绿色信贷、环境保险、绿色贸易、环境税、生态补偿和排污交易等政策。与此相应，地方政府对排污交易机制在节能减排中的作用给予了特别的关注。排污权交易在该阶段呈现出发展的“春天”，即国家日益重视、地方自发积极探索、上下对接强化、探索的交易模式多样、交易标的物日益宽泛、政策空间层次不断扩展（涵盖了国家、流域、区域、地区四个层次）、地方法规政策文件出台频率加大、科研合作重点考虑、开始出现专门的排污权交易经营公司等。在环保项目合作上， 2007年底中美战略对话（SED）第三期就确定了电力行业二氧化硫排污交易合作项目；在交易模式探索上，浙江省实行“自下而上”的探索方式，杭州、嘉兴、诸暨、桐乡等地先后出台了主要污染物排放权交易管理办法，江苏省则采取“自上而下”的方式，在省环保厅的指导下，在太湖流域和一些地市逐步推进排污交易。表2-3列出了近年来发生的排污交易实践相关事件。

由于排污交易政策背后所隐藏的商机，一些对排污权交易进行商业化运作的公司也开始成立，各地政府也积极协助、配合，共同来打造排污权交易的平台。并且，交易标的物也很宽泛，并没有局限于国家总量减排的主要污染物，甚至扩展到了一切具有环境权益的交易物。总体来说，尽管我国的排污交易政策实践已走过近20年的路程，且不断深化发展，但适应国情的排污权交易市场机制尚未成熟，仍面临着方方面面的许多问题。要使排污权交易理论与中国国情相融合，以及发挥排污权交易机制的积极效果，不但需要一个较长的磨合时期，还需要与我国改革进程中各种社会要素的发展方向与进程紧密关联。