引言

钢铁行业是我国大气污染的重要来源。2020年全国粗钢产量10.65亿吨，占世界粗钢总产量的56.5%。钢铁行业二氧化硫、氮氧化物和颗粒物排放量分别占全国排放总量的7%、10%、20% 左右^[1]，已超过电力行业成为工业最大的污染排放来源。“十一五”时期以来，钢铁行业逐步开展了烟气脱硫、除尘改造等工作，在一定程度上降低了有组织颗粒物和二氧化硫的排放(分别降低60% 和70% 以上) ^[2]，钢铁行业的大气污染治理取得阶段性进展，但仍然有很多问题未得到解决^[3]。一方面，钢铁行业目前的污染治理主要集中于烧结机头排放，对氮氧化物治理、无组织排放和运输环节排放关注较低^[4]；另一方面，我国钢铁产能布局与区域环境承载力之间的矛盾突出，钢铁产能密集的京津冀及周边地区^[5]、长三角地区、汾渭平原是我国大气污染相对严重的区域，三个重点区域的钢铁产能占全国总产能的一半以上，平均PM_2.5浓度也比全国平均浓度高38% 左右^[1]。这些问题对我国钢铁行业可持续发展造成了严重制约。

为进一步治理我国钢铁行业的大气环境污染，2019年生态环境部等五部委联合发布《关于推进实施钢铁行业超低排放的意见》 ^[6]，并出台《钢铁行业超低排放改造实施方案》(以下统称为“钢铁超低排放政策”)，从顶层设计、工艺改造、监督管理等方面对钢铁行业超低排放改造进行了全面要求。钢铁超低排放政策的实施，将全面带动我国钢铁行业升级和转型，推动重点区域大气环境质量的改善。根据政策要求，到2020年底前，重点区域钢铁行业超低排放改造力争完成60% 产能，2025年全国钢铁行业超低排放改造将达到总产能的80%。“十三五”期间，我国已完成6.2亿吨粗钢产能超低排放改造，“十四五”期间将持续推进钢铁企业超低排放改造。这样一个复杂艰巨工程需要多少投入，投入后带来多大的环境改善效益，对经济社会影响有多大，需要做出科学回答。

环境政策的费用效益分析是对环境政策制定和实施后对经济社会发展和生态环境等方面所产生的费用及效益进行科学评判的一种行为^{[7, 8]}，被广泛应用于各种项目和政策的评价之中。美国、欧盟、日本等国家和地区已形成了全面、系统的费用效益分析技术指南和工作规程，应用领域十分广泛^[9]。我国关于环境费用效益分析的研究起步较晚，但国内研究机构已经开始了一些研究^{[10, 11]}。20世纪80年代，我国开始开展关于环境破坏的经济损失的计量研究，研究对象主要是企业污染、流域污染等造成的经济损失^{[10, 11]}。20世纪90年代，我国开始强调对环境污染的社会经济活动等环境影响进行费用效益分析评估^[12]，同时关于环境污染造成的健康影响的经济量化研究也开始在我国逐渐起步^[13]。对污染减排效益估算、环境质量改善效益、人群健康效益的估算和治理成本的研究，逐渐成为环境费用效益分析的重要环节。近年来，随着环境治理政策的调整，环境效益分析研究逐步应用到治理方案的优化、环境政策评价、环保投资决策等领域。Zhang等对全国“大气十条”的费用效益进行了分析，得出由于空气质量改善带来的公众健康效益是“大气十条”实施总成本的1.5倍^[14]。

本文以“十四五”期间钢铁行业超低排放政策为研究对象，从费用、效益以及经济社会影响来评估钢铁行业超低排放政策实施的效果。其中，费用主要包括钢铁行业超低排放政策的实施过程中全社会资金的投入，效益主要是通过测算质量改善避免公众健康危害的货币化收益，社会经济影响主要指的是投入带动的经济、就业等宏观指标的变化。对比分析政策实施产生的效益和投入的成本，可以为未来我国钢铁行业污染治理政策优化调整提供支撑，并为其他行业实施超低排放提供参考。

2 数据与方法

本文以2020年为基准年，核算时间范围为2021—2025年(2025年为钢铁超低排放政策规定的达标年)，由于大气污染治理投入有些资产是固定资产，有些效益是长期效益，在计算费用效益时还考虑了不同固定资产的折旧和效益的折现，都统一到2021—2025年范围之中。评估尺度为省级，并对大气污染的重点区域(包括京津冀、长三角、汾渭平原) 加以分析，研究方法框架如图 1所示。

2.1 费用计算方法

钢铁行业实施超低排放改造，主要包括烧结机头烟气超低排放改造、全厂除尘系统提标改造、无组织排放治理、其他煤气精脱硫等四部分工程，钢铁行业超低排放投入的费用，即指这些工程改造所需的总费用。基于单位成本系数法^[14]，钢铁行业超低排放投入费用(TOC)核算方法如下所示：

(1)

(2)

(3)

式中，COS为钢铁行业超低排放投入总费用(亿元)；NCAP为实施超低排放的钢铁产能(亿吨)；INV为单位产能的平均超低排放改造成本，根据杨柳的研究成果^[15]，改造成本取190元/ 吨粗钢产能；Y_p表示运行年限，根据本文的核算时间范围(2021—2025年)，按1~ 5年计算；Y_d表示折旧年限，本文按照8年计算；TCAP为治理设施的钢铁实际产量(亿吨)；IOP为治理设施的单位运行成本(元/ 吨钢)；不同资料显示超低排放吨钢运行成本增加40~ 300元，本文选用150元/ 吨钢。假设各地区粗钢产量为产能的80%，得到各省(区、市)钢铁产能。各省(区、市)粗钢产量数据来源于《中国统计年鉴2020年》。

2.2 健康效益计算方法

钢铁行业实施超低排放改造的效益，主要包括超低排放带来的大气污染物排放减少、空气质量改善，进而为居民健康带来效益。针对钢铁行业污染物排放量采用排放强度法分别计算SO₂、NO_x、PM排放量，计算方法如下:

(4)

式中，E_j为2025年钢铁超低排放改造排放污染物量，j=SO₂、NO_x、颗粒物；D_j为超低排放改造后比改造前单位吨钢减少的污染物排放量。根据减排量与改善幅度历史数据采用多项式模型回归训练得到相关参数后，结合未来减排量进一步得到空气质量改善浓度。

健康效益是判断大气环境污染治理成效的重要指标。本文的环境健康效益通过各年度之间大气环境污染损失的减少量来表征。主要采用PM_2.5作为大气污染因子进行人体健康影响评价，根据钢铁行业未实施超低排放改造措施情景下的大气污染损害与改造后大气污染损害之差进行核算，即以2020年为基准年分别测算钢铁超低排放未改造和改造情景下的大气污染损害。钢铁超低排放改造的健康效益如式(5)：

(5)

其中，BEC_a为钢铁行业超低排放改造的环境健康效益；EC_a²⁰²⁵和EC_a²⁰²⁰分别为达标年(2025年)和基准年(2020年)钢铁行业超低排放改造的大气污染健康危害损失。

研究应用全球暴露死亡模型(Global Exposure Mortality Model，GEMM)来计算由于室外PM_2.5暴露而造成的过早死亡(即PM_2.5归因死亡)人数，并由此进一步核算出过早死亡导致的大气环境退化损失。GEMM模型由Burnett等创建^[16]，通过纳入清洁地区(如欧洲和北美)和污染地区(如中国)的环境PM_2.5暴露队列研究结果，为大范围的室外环境PM_2.5浓度分布提供了更为准确的浓度响应(concentrationresponse，C-R)关系。由于中国的PM_2.5暴露浓度较高，而GEMM模型在高浓度下的结果更为可靠。GEMM模型选取5种典型的循环系统和呼吸系统疾病的过早死亡作为健康结局，包括缺血性心脏病、慢性阻塞性肺病、肺癌、中风和下呼吸道疾病^[17]。

GEMM模型的过早死亡风险可表示如式(6)所示：

(6)

式中，RR_{i, j} (c) 表示在浓度c下，年龄组j、健康结局i的相对风险。当浓度低于阈值浓度时，相对风险为1，意味着人群不遭受健康损失；当浓度高于阈值浓度时，相对风险随浓度升高而增大；PM _2.5阈值浓度为2.4μg/m³；θ、∝、µ和v分别为描述不同疾病的C-R曲线形状分布的参数；z为产生健康损失的浓度，单位为μg/m³。

基于过早死亡风险，采用式(7)核算过早死亡人数：

(7)

式中，M_{i, j}为年龄组j、健康结局i的PM_2.5归因死亡；I_{i, j}为基准死亡率；P_j为年龄组j的人口数量；其他参数含义同前文。

在确定归因PM_2.5的过早死亡人数后，本研究采用统计生命价值(VSL)将归因死亡进行货币化，表示健康效应的经济损失。本研究人口统计生命价值取100万美元/人，约合650万元/人^[18]。

2.3 经济影响测算方法

实施的经济社会影响主要为政策实施过程中对宏观经济、产业结构、税收及就业等方面产生的直接和间接影响。本文将钢铁行业超低排放改造的环保投入和运行费用作为核算对象，以2018年中国153个部门投入产出表为基础，构建了包含产业内部关联波及效应和居民消费诱发效应的投入产出宏观闭模型，评估钢铁超低排放政策投入对GDP增长的直接和间接拉动作用，根据增加值系数、税收系数、居民收入系数、劳动力占用系数，进一步核算超低排放投入对国民经济不同行业其他方面的贡献作用。当最终产出发生变化时，所引起的国民经济总产出增量(∆X)计算公式如下^[19]：

(8)

式中，(I−A)⁻¹为列昂惕夫逆矩阵，I为单位对角矩阵；C为边际消费倾向；t为边际税收倾向；ĥ为最终产品国内满足率对角矩阵，指各行业最终产品中由本国生产的产品所占比例；F为居民直接消费系数列向量，指投入产出表中各行业的居民消费占总居民消费的比重；i′为单位行向量；为劳动报酬系数的对角矩阵，指由投入产出表中各行业劳动报酬除以总产出得到的系数；A为直接消耗系数；∆Ye为固定资产形成或商品服务消费变动的列向量。

3 计算结果与讨论 3.1 投入费用

我国钢铁产能布局主要集中于大气污染相对严重的地区，京津冀及周边地区、长三角地区、汾渭平原等重点区域的钢铁产能占全国总产能的55%^[1]，2020年黑色金属冶炼和压延加工业产能利用率约为80%。《“十四五”节能减排综合工作方案》提出，到2025年完成5.3亿吨钢铁产能超低排放改造。根据各地区钢铁产能和改造成本系数估算，得到计算结果。

2021—2025年，全国钢铁超低排放的实施费用预计约为3392亿元，包括投资1007亿元、运行成本2385亿元。其中，京津冀地区的费用为356亿元，长三角地区的费用为832亿元，汾渭平原地区的费用为154亿元，其他区域为2050亿元，如图 2所示。三大重点区域因“十三五”期间已完成部分超低排放改造任务，钢铁超低排放费用为1342亿元，占全国总费用的40%，其他区域的费用占全国总费用的60%。

分省份来看，江苏是我国钢铁产量第二大省，相当于世界第二产钢大国的钢产量。“十四五”时期，江苏超低排放改造的费用远高于其他省份，需492亿元。辽宁需319亿元，山东需274亿元、安徽需238亿元，河北需193亿元，天津、湖北、河南、广东分别需要162亿元、155亿元、142亿元、139亿元。四川、广西、内蒙古、江西、陕西、福建、湖南、云南超低排放改造费用介于90亿~ 120亿元，吉林、浙江、新疆、山西、上海、黑龙江、甘肃、重庆介于35亿~ 60亿元，贵州、宁夏、青海在7亿~ 20亿元。

3.2 健康效益

政策实施将显著降低钢铁行业大气污染物排放量，带来可观环境健康效益。到2025年政策目标全面实现时，将带来钢铁行业SO₂、NO_x和颗粒物排放量比2019年分别削减51%、50% 和75%，全国SO₂、NO_x、PM_2.5年均浓度将在现状基础上分别下降1.25μg/m³、0.82μg/m³和3.2μg/m³，如图 3所示。

根据环境质量改善效应，健康效益测算结果显示，预计“十四五”期间实施钢铁超低排放改造工程后，我国大气污染导致的过早死亡人数将减少15.45万人。基于支付意愿法，“十四五”期间，我国实施钢铁超低排放改造工程预计带来的健康效益合计为10 043亿元，是钢铁超低排放改造费用的2.96倍。

分区域来看，京津冀及周边地区、长三角地区、汾渭平原、其他区域可带来的健康效益分别为840亿元、2722亿元、285亿元、6195亿元，其中京津冀及周边、长三角、汾渭平原和其他区域过早死亡人数分别减少1.29万人、4.19万人、0.44万人和9.53万人。分省份来看，江苏省健康效益最高，达到1640亿元，其次为广东1206亿元，安徽、河北、河南、辽宁、四川、山东在566亿~ 807亿元。高值主要集中在京津冀及周边地区、长三角地区这些超低排放改造的重点区域。湖北、湖南、广西、福建、云南、江西、浙江、陕西在209亿~ 489亿元，内蒙古、天津分别为168亿元、108亿元，其余省份均在100亿元以下，如图 3所示。

3.3 经济社会影响

根据环境经济投入产出模型核算的钢铁行业超低排放改造的经济社会影响如图 4所示，从结果可以看到，钢铁超低排放政策的实施将带动我国GDP增长4206亿元，对GDP的投入产出比为1.24，即钢铁超低排放政策实施每投入1万元将带动GDP新增1.24万元。同时，政策的实施将增加税收740亿元、居民收入1698亿元，带来92万个就业岗位的增加。

分行业看，钢铁超低排放政策资金投入主要带动了化工产品、矿采选业、设备制造等行业的增长，其中化工产品主要增长集中于化学产品。矿采选业中GDP增长主要为煤炭采选、石油和天然气开采等行业，金属和非金属产品中GDP增长的主要为金属冶炼和压延加工品业，占金属和非金属产品GDP增长的61% 左右。设备制造业GDP增长的主要为专用设备制造。其他行业主要包括除设备产品、电力、矿采选业、金属和非金属产品、金融、房地产、化工产品、交通运输、农业、轻工业、建筑外的其他工业行业和服务业，占比较大的原因在于钢铁超低排放政策资金投入同时带动了信息技术服务、综合技术服务、租赁和商务服务、其他制造产品和废品废料、批发零售等行业的增长。

除了上述影响，还减少了停限产损失、减免了环境税、享受差别化电价政策等^[20]。在重污染天气预警期间，国家对钢铁企业实施差别化应急减排措施。A级超低排放钢铁企业在重污染天气期间不停产、不限产，使得企业的生产得以保持稳顺，减少了因停产限产带来的损失，提升了产品的综合竞争力。国家给予超低排放条件的钢铁企业一定的税收优惠待遇。应税大气污染物排放浓度低于污染物排放标准30% 的，减按75% 征收环境保护税；低于50% 的，减按50% 征收环境保护税。

3.4 费用—效益综合分析

钢铁行业超低排放改造的费用效益综合分析包括净效益和费效比分析。净效益等于总效益减去总投入，费效比等于费用除以效益。根据以上的核算结果可知，总净效益为6651亿元，即钢铁超低排放政策实施产生的效益远大于投入的费用成本。三个重点区域中，长三角区域的净效益最高(1891亿元，占比28.4%)，其次为京津冀及周边地区(484亿元，占比7.3%)，汾渭平原在重点区域中最低(131亿元，占比2.0%)，其他区域为4146亿元，占比62.3%。分省份来看，绝大部分省份净效益均为正值，即大部分省份钢铁行业超低排放改造实施所带来的环境质量改善健康总收益是高于总资金投入的。可以看到，净效益较高省份中经济发达地区较多，而净效益较低的省份中经济欠发达地区较多。比如，青海、宁夏都是负值，因为它们在钢铁超低排放花费的成本虽然带来了环境质量的改善，但产生的健康效益仍小于成本。

总效益除以总费用即得到“十四五”期间钢铁超低排放改造的费效比。整体而言，三大重点区域的效益与费用的比为2.9，即所产生的效益是费用的2.9倍。其他区域效益与费用的比为3.0，稍高于重点区域。分区域来看，费效比最高的是长三角，政策实施预计得到的效益是成本的3.3倍，政策实施效果显著。京津冀地区费效比为2.8，汾渭平原费效比1.9。分省份来看，广东费效比最高，达到8.6，其次为四川4.8、河南4.5、浙江3.9、河北3.8、湖南3.6，如图 5所示。

由于数据的可获取性、不确定性等原因，本研究在参数选取、成本范围、效益范围等方面的计算结果仍存在一定局限性，需要在未来研究中进一步加强。健康效益货币化时采用的系数与结果直接相关，采用不同的人口统计生命价值，得到的结果会有很大差异。同时，大气污染防治政策所产生的效益不仅包含了健康效益，超低排放改造的投资将拉动全国相关上下游产业的增加，改造后企业减少了重污染天气停限产损失，减免了环境税等差别化政策，提升了产品的综合竞争力，除此之外，还包括清洁成本的减少、农作物损害成本的减少、碳排放协同减排、人民幸福感提升等社会效益，未来可进一步评估计算。

4 结论和建议 4.1 主要结论

我国“十四五”期间实施“钢铁超低排放政策”的环境经济效益显著。预计2021—2025年投入费用总额为3392亿元，由于环境改善带来的健康效益为10 043亿元，净效益为6651亿元，费效比为3.0，具有显著的外部经济性和可行性。经济社会影响方面，政策实施可对三大重点区域合计增加GDP 4206亿元，即对重点区域每投入1万元将带动GDP新增1.24万元，同时增加税收740亿元，增加居民收入1698亿元，增加就业岗位92万个。

分区域看，长三角地区费效比最高，实施效果最显著。京津冀及周边地区、长三角地区和汾渭平原三个重点区域2021—2025年实施钢铁超低排放政策投入费用分别为356亿元、832亿元和154亿元，带来的环境健康效益分别为840亿元、2722亿元和285亿元，费效比分别为2.8、3.3、1.9；其他区域费效比3.0，略高于重点区域。分省份看，江苏、辽宁、山东、安徽、河北是超低排放改造费用最高的5个省份，江苏、广东、安徽、河北、河南是超低排放改造健康效益最高的5个省份，广东、四川、河南、浙江、河北是超低排放改造费效比最高的5个省份。

4.2 政策建议

(1) 对钢铁行业超低排放改造施行分区域、分工艺、分污染源差异化管理。根据预评估结果，钢铁行业超低排放改造带来的健康效益大于投入的费用，可持续推进超低排放改造。下一阶段，可根据不同区域钢铁行业实施超低排放改造的费用—效益特征，实现精细化和差别化管理，将超低排放改造的具体措施(具体限值、时间范围、企业范围等)与区域空气质量状况相关联。根据不同工艺特点规定不同的排放限值，并在重污染天气应对期间对重点钢铁企业排放实行从严限值标准。

(2) 对钢铁超低排放改造措施实行全周期评估其效益。不强制要求企业限期达到超低排放要求，而是基于“少排少限、多排多限”原则的差异化政策进行引导。在超低排放改造全周期的费用—效益评估时，应从全社会、全系统、全周期的视角对企业、行业和区域进行综合评估，从而全面量化改造带来的社会经济和环境效益。

(3) 建立健全钢铁行业超低排放改造技术方案更新机制。在超低排放设备研发周期内，定期对政策中推荐的超低排放技术的减排效率、适用性、基建成本、运行成本等进行评估，对超低排放的新技术、新标准进行全面考察，及时更新改造政策和相关技术指南中的技术和标准。针对现实需求，积极改进和研发新型超低排放技术，构建钢铁行业超低排放产学研一体化体系。