2﹒2 节能的市场失灵与地方政府节能激励的微观基础
尽管地方政府间的激烈竞争在推动经济增长中发挥了非常重要的作用，但政府机关自身不是主要的能源消费者，工业、居民生活、交通运输是能源的主要终端消费者。以2011年为例，终端能源消费量中，工业占69﹒6%，居民生活占11﹒2%，交通运输、仓储和邮政业占8﹒4%，其他占10﹒7%。[1]尽管节能的目标责任制赋予了地方政府完成辖区节能目标的责任，并将节能目标完成情况与政治激励挂钩，但节能激励与地方政府对辖区经济增长的财政激励和晋升激励有显著不同。地方政府节能激励的实际效果很大程度上取决于企业和居民等能源消费者节能的微观基础及其激励强度。从经济的视角看，提高能源效率的实质是通过更高的初始投入来获得未来较低能源运行成本的一种投资，未来的节能收益往往具有一定的不确定性；对于一个理性的能源消费者而言，是否进行能效投资取决于初始成本与未来节能收益的对比。[2]由于中国消费的大宗能源品种（包括煤炭、电力、石油、天然气等）均是商品能源，对企业和居民等微观能源消费者而言，能源价格构成了节能的最基础、最主要的激励机制。因此，能源价格形成机制决定了微观的能源消费者节能投资的主要预期收益的大小，也决定了节能价格激励的适切性。进一步地，即使能源价格完全由市场决定，在新古典经济学框架下，节能仍然存在时间维度上、空间维度上的诸多导致市场失灵的因素，例如，能源安全外部性、资源耗竭的代际外部性等，市场自发形成的能源价格仍然难以实现能源资源的优化配置，这为政府通过节能政策干预市场提供了条件。基于此，本节首先从中国主要能源的价格机制分析节能市场对微观能源消费者的激励，之后详细分析节能存在的导致市场失灵的因素，以及与之对应的消除市场失灵可能的政策选择，从而对中国地方政府节能激励的微观基础进行深入剖析。
2﹒2﹒1 中国主要能源的定价机制
（1）煤炭。
煤炭是中国消费的主要能源品种。自1978年以来，中国的煤炭消费量占能源消费总量的比重维持在70%上下。2011年，中国煤炭消费量为34﹒3亿吨，占中国能源消费总量的68﹒4%，占当年世界煤炭消费总量的47﹒0%，中国是煤炭第一大消费国。同时，中国的煤炭基本实现自给自足，2011年煤炭生产量约为35﹒2亿吨，占当年世界煤炭生产总量的45﹒4%，中国也是第一大煤炭生产国。[3]煤炭在中国的能源体系中占据最重要的位置，分析煤炭价格的形成机制，是理解节能激励微观基础的主要途径。
改革开放以来，我国的煤炭价格形成机制分为三个阶段。
第一阶段（1978—1985年），延续了计划经济体制下，中央政府统一制定煤炭价格的定价机制。经过数次调整，1985年煤炭平均售价为26﹒05元／吨[4]，这一时期煤炭定价具有完全计划经济色彩。
第二阶段（1986—1992年），国家放开煤炭价格的过渡阶段。对计划内和计划外煤炭实施差别定价：计划内煤炭仍然实施国家指令性价格，由国家规定的统一的出厂价格和统一的加价幅度两部分构成；对计划外煤炭国家制定全国统一的最高限价，由供需双方确定具体价格。其间，政府仍然直接控制大部分煤炭价格，如1987年按国家定价销售的煤炭占总消费量的93%[5]，但国家对煤炭价格的管制开始放松。
第三阶段（1993年至今），煤炭价格逐步市场化。自1993年1月起，放开了约2／3的统配煤炭价格，到1994年7月，煤炭价格完全放开。由于电煤的生产和销售都有一定的垄断性，电煤价格很难在市场上由供需双方协商确定，煤炭企业和电力企业在煤炭价格上争议不断、此起彼伏，多次发生煤炭停运、电厂停机、用户停电等事故，严重影响正常的生产和生活秩序。[6]1996年国家计委对电煤实行国家指导价格，规定电煤的最高提价额度，在最高提价额度内，电煤价格由企业协商决定，电煤价格具有明显的计划特征，实行电煤价格双轨制。2001年以后，虽然国家取消了电煤指导价，但为了促进煤电双方顺利签订煤炭购销合同，政府在每年的煤炭订货会上仍会发布一个参考性的协调价格，具体价格仍由供需双方协商确定。出于利益考虑，煤电双方在煤炭订货会上对煤价争议很大，最后达成协议的煤炭数量很少。为进一步缓解“市场煤”与“计划电”之间的矛盾，2004年12月国家发改委建立了煤电价格联动机制，发电企业上网电价与煤炭价格联动，煤电联动周期一般为6个月，发电企业消纳煤炭价格上涨成本的30%。由于煤炭价格的持续快速上涨，2004年至2011年，国家发改委共进行4次较大范围的电煤价格临时干预，采取了控制电煤价格涨幅、实行电煤最高限价等措施，对电煤价格实施行政干预。自2013年1月起，国家发改委取消重点电煤合同，取消电煤价格双轨制；继续实施煤电价格联动机制，当电煤价格波动幅度超过5%时，以年度为周期，相应调整上网电价，同时将发电企业消纳煤价波动的比例由30%调整为10%，这标志着电煤价格双轨制宣告结束，煤炭价格进一步市场化（见表2-1）。
（2）电力。
中国的电力以火力发电为主，火力发电用煤占煤炭消费量的比重从1990年的25﹒8%增加到2010年的49﹒5%。与煤炭价格市场化改革不同步，电力市场化改革目标明显滞后：1993年煤炭价格放开，但电力一直实行价格的政府管制。[7]按照电力生产和销售的不同环节，电力价格包括上网电价、输配电价和销售电价，电价的定价权主要集中于国家发改委，部分权限下放到省级发展和改革部门。
上网电价。独立发电企业的上网电价，根据发电项目经济寿命周期，按照合理补偿成本、合理确定收益和依法计入税金的原则核定。其中，区域电网或区域电网所属地区电网统一调度机组的上网电价由国家发改委制定，其他发电企业上网电价由省级发改委制定。2004年之后，新建火力发电企业执行分省区市上网标杆电价，标志着上网电价由之前的一机一价过渡到按照区域社会平均成本统一定价。由于近年煤炭价格快速上涨，且成本的上涨难以传导到销售端，东北电网公司16天亏损32亿元，竞价上网戛然而止、无果而终。[8]2004年之后，为应对煤炭价格的走高，电力价格形成机制被迫调整：以电煤综合出矿价格（车板价）为基础，实行煤电价格联动，并相应调整电网企业对用户的销售电价，适用范围主要限于工商业。
输配电价。输配电价实行政府定价制度。共用网络输配电价、接入跨省区市电网的接入价由国家发改委负责制定，接入省区市内电网的接入价由省区市发改委提出方案，报国家发改委审批。独立配电企业的配电价格由省区市发改委制定。
销售电价。省级及以上电网销售电价由国家发改委制定。[9]自1975年以来，销售电价实行目录电价政策，1993年以后，对电价分类进行了调整，即针对不同类型的用户实行不同的终端用电价格。现行的目录电价包括：居民生活电价、非居民照明电价、非工业和普通工业电价、大工业电价、商业电价、农业生产电价、贫困县农业排灌电价和趸售电价八类。为反映发电成本、调节用电高峰，销售电价还实行了峰谷电价、丰枯电价和季节电价。2012年，针对居民用户，实行了阶梯电价政策。
除了上述电价政策之外，为鼓励电力投资，还实行了还本付息电价（1985年）、电力建设基金（1988年）等电价政策。近年来，在节能环保领域，电价作为一项重要的政策手段，相继出台了高耗能行业差别电价（2004年）、可再生能源发电标杆上网电价（2006年）、脱硫电价（2007年）、小火电上网电价（2007年）等。尽管在节能减排领域发挥了重要作用，但将电价作为政策工具、调控之手，背离了上网电价、销售电价市场化改革的趋势。[10]值得指出的是，电价中包含了多种政府类基金和附加。以2007年销售电价为例，除上海、广东和西藏外，其他28个省级行政区一般工商业用电平均为0﹒765 3元／千瓦时，其中，各类政府性基金平均为0﹒035 8元／千瓦时，占电力销售价格的4﹒68%。[11]
对于可再生能源发电，按照发电类型分别实行标杆上网电价。[12]2009年，国家发改委出台对风力发电企业的上网标杆电价政策，4个风力资源区分别实行0﹒51元／千瓦时、0﹒54元／千瓦时、0﹒58元／千瓦时和0﹒61元／千瓦时的上网标杆电价；2010年，国家发改委对新建农林生物质发电实行0﹒75元／千瓦时的上网标杆电价；2013年，国家发改委针对三类太阳能资源区，分别实行0﹒90元／千瓦时、0﹒95元／千瓦时和1﹒0元／千瓦时的标杆上网电价。[13]
作为煤炭的最大消费者，发电企业受制于上网电价以及销售电价的行政管制，难以将煤炭价格上涨带来的发电成本的增加传导到电力价格，致使电力价格难以反映市场供需状况。在以中央政府定价为主的电力价格形成机制下，定价部门难以准确获得发电、输配电等各个环节的成本信息，面临严重的信息搜集困境，通过政府定价获得最优的价格是不可能完成的任务[14]；价格制定难免受到垄断性、超大型国有发电集团、电网集团的游说和干扰[15]，被利益集团俘获；中国的电价实际上还赋予了宏观经济调控功能，尤其是将电价作为结构调整、节能减排的手段，使得电价严重扭曲[16]。结果是，在煤炭价格下跌时，电力价格难以顺势下调，造成过度节能。更常见的情形是：煤炭价格快速上涨时，电力价格难以跟进，节能激励不足。2004—2011年，国家发改委对电煤价格的4次干预反映了电力价格机制与持续上扬的煤炭价格之间的矛盾，市场化了的煤炭和政府定价的电力是问题的根源所在。
（3）石油。
1978—2012年，中国的石油消费量占一次能源消费量的比例为19﹒1%，石油是继煤炭之后的主要一次能源品种。与煤炭和电力的基本自给自足不同，随着中国原油需求量的持续增加，中国原油的对外依赖度也越来越高。1990年，中国原油对外依赖度仅为2﹒5%，1998年提高到15﹒8%，2000年则为32﹒9%，2011年达到57﹒7%[17]，当前中国原油消费一多半依赖进口。通过国际原油市场，以国际价格进口大量原油必然会对国内原油价格机制产生影响。
中国的原油定价机制经历了4个阶段[18]：1）建国初期至1981年，实行国家定价，相对于石油危机以来国际油价的大幅上扬，中国原油价格维持在低位；2）1981—1994年，实行双轨价格制度，市场上出现一部分按照国际价格处理的高价油，但国有大型油田的价格仍实施国家定价；3）1994—1998年，由于国家宏观经济形势的恶化和通货膨胀，国家收回了原油的定价权；4）1998年至今，原油对外依赖度快速上升，实行与国际油价接轨的价格形成机制。我国的原油价格经历了多次改革，从全国统一定价、长期不变到价格双轨，再到与国际油价相联系，定价机制逐渐合理化、灵活化，但中国尚未参与到国际原油的定价中。[19]
成品油价格是终端消费者实际承担的价格，相对于原油价格而言，对节能激励的形成更为重要。1998年以来，中国的成品油定价机制经历了5次改革[20]：1）1998年6月，实行政府指导价，改变了价格完全由政府制定固定价格的模式；2）2000年6月，国内成品油开始参考国际市场（新加坡市场）价格变化；3）2001年11月，从单一参考新加坡成品油期货市场改为以新加坡、鹿特丹、纽约三地市场价格的加权平均制定成品油零售中准价；4）2006年3月，成品油价格以国际市场原油价格为基础，加上国内合理加工成本和适当利润确定；5）2008年12月，提高成品油消费税，国内成品油出厂价格以国际市场原油价格为基础，加国内平均加工成本、税金和适当利润确定，继续实行政府定价和政府指导价。[21]
（4）其他。
除了煤炭、电力和石油等主要能源外，1978—2012年，天然气消费量占一次能源消费量的比重平均为2﹒64%。中国的天然气实行基于平均成本和合理利润的政府定价机制，由中央政府和地方政府根据供应的自然流程分段管制定价的定价模式。其中，天然气生产企业的出厂价格、天然气管输公司的管输价格（含大用户直供价格）由中央政府制定；至城市门站后，城市燃气公司的配气价格则由省级发展和改革部门制定。[22]终端销售则按照商业、居民、工业、化肥4类用户实行不同价格。
省级发展和改革部门还负责辖区内煤气出厂和销售价格，液化石油气销售价格，蒸气、供暖的出厂和销售价格的制定。[23]2011年，在能源消费总量中，煤气占1﹒7%，液化石油气占1﹒2%，生活用供暖能耗占0﹒7%。从能源消费比例上看，上述能源的定价机制对节能的影响较为有限。
2﹒2﹒2 节能市场激励的失灵与税费政策
在新古典经济学的框架下，即使能源价格完全由市场决定，在能源消费过程中，仍然存在众多导致私人成本与社会成本偏离的因素，出现节能市场激励的失灵，尽管这种失灵并不是完全的失灵。导致节能市场失灵的因素很多，包括外部性在内的市场失灵的主要来源均与煤炭、石油等一次能源的消费直接相关。不考虑价格管制造成的失灵，以电力、热力为主的二次能源的消费以及终端节能技术的采用与环境污染、资源耗竭等外部性不直接相关。因此，在分析导致节能市场失灵的因素时，将煤炭和石油消费过程中的市场失灵作为主要对象。
当出现市场失灵时，按照庇古税的思路，通过征收资源税或环境税（费）将外部成本内部化以纠正私人成本与社会成本的偏离。在分析市场失灵的来源及程度后，进一步分析资源与环境税费等外部性内部化的政策及其强度，旨在得出能源消费者实际承担的价格在多大程度上反映了包括资源消耗和环境成本在内的社会成本，分析能源消费者节能激励的微观基础。
（1）资源耗减的代际外部性与资源税费。
对于煤炭、石油、天然气等化石能源，其开发和利用带来资源耗减的外部性，这种外部性具有代际特点。当代人过度开发利用不可再生资源，会影响后代人对这种稀缺资源利用带来的福利。矿产资源的可耗竭性意味着：当代人对矿产资源消耗越多，后代人可以利用的资源就越少，其不可逆性使开发利用资源的当代人获得收益，却将资源稀缺和环境成本留给后代人。[24]
煤炭的使用者成本及其估算。煤炭资源具有不可再生性和可耗竭性，其开采中存在代际负外部性问题。代际负外部成本可以用使用者成本法计算，使用者成本指现在使用一单位资源对未来使用者造成的机会成本。[25]李国平、张海莹[26]利用使用者成本法考虑了煤炭开采中的资源浪费，计算了在1%、3%、5%、7%的贴现率下，2008年我国煤炭资源使用者成本分别为11 456﹒50亿元、1 612﹒38亿元、235﹒65亿元、35﹒70亿元（2000年价格）。如果完全补偿煤炭资源的使用者成本，生产每吨煤炭的资源税费在1%、3%、5%、7%贴现率下分别为417﹒9元／吨、58﹒8元／吨、8﹒6元／吨、1﹒3元／吨。曾先峰、李国平[27]改进了使用者成本法，将煤炭资源开采中的损耗、通货膨胀等考虑进来，计算了我国煤炭的使用者成本。结果表明，在0、1%、3%、5%的贴现率下，2010年我国煤炭资源使用者成本分别为27 090﹒7亿元、10 033﹒6亿元、1 409﹒5亿元、206﹒0亿元（2000年价格）。如果完全补偿使用者成本，在0、1%、3%、5%的贴现率下，煤炭的资源税费分别为851﹒8元／吨、315﹒5元／吨、44﹒3元／吨、6﹒5元／吨。
不同贴现率下，煤炭资源的使用者成本差异很大，贴现率的选择对每吨煤炭的使用者成本非常敏感，因此贴现率的选择十分重要。从资源的最优消耗角度看，贴现率越小，对后代人煤炭资源的消费越有利；贴现率越大，越有利于满足当代人的煤炭资源需求。通常情况下，采用一年期存款利率反映贴现率，2000年以来我国国有银行一年期存款利率为2﹒24%～4﹒14%[28]，选择3%的贴现率较为合理。因此，在3%的贴现率下2008年、2010年我国煤炭资源的平均使用者成本分别为58﹒8元／吨和44﹒3元／吨（2000年价格）。
煤炭的资源税费。我国目前已经征收或实施的体现煤炭资源价值的税费有资源税、资源补偿费，以及探矿权、采矿权使用费及价款。探矿权、采矿权拍卖也是实现煤炭资源价值的一种方式（见表2-2）[29]。
煤炭资源税各省区市按照不同标准征收，2010年焦煤占比约为15﹒10%，加权后煤炭资源税约为3﹒92元／吨；煤炭资源补偿费为1%销售收入，2010年煤炭矿产资源开发矿产品销售收入为9 327﹒22亿元，原煤年产矿量为28﹒93亿吨，推算资源补偿费约为3﹒22元／吨；探矿权、采矿权价款按平均7﹒77元／吨计算，探矿权使用费、采矿权使用费较低，利用2010年数据估算约为0﹒04元／吨。煤炭资源税费加总后约为14﹒95元／吨。利用2000—2010年中国工业生产者出厂价格指数，2010年工业生产者出厂价格比2000年上涨24﹒52%，考虑通货膨胀后，2010年中国煤炭资源税费对使用者成本的补偿率仅为27﹒11%。
石油和天然气的使用者成本及资源税费补偿率。根据曾先峰、李国平[30]的估算，2010年中国石油和天然气的使用者成本共计2 263﹒2亿元（3%贴现率，2000年价格），当年的应缴资源税费为178﹒25亿元（2000年价格），补偿率仅为7﹒88%。尽管2011年底实行了资源税新标准，将原油的资源税提高为销售额的5%～10%，但考虑综合减征率后全国实际费率平均仅为3﹒7%[31]，仍难以根本扭转石油资源税费补偿率低的状况。
由此，我国煤炭、石油和天然气的税费政策只能补偿代际外部性的小部分，消费者实际承受的能源价格难以反映资源的稀缺性，存在较明显的节能激励不足。
（2）环境污染的外部性与环境税费。
化石燃料的燃烧排放多种污染物，包括氮氧化物、SO2和颗粒物。如果这些污染物的外部损失缺少政策干预而未内部化或未完全内部化，则存在环境外部性。除此之外，煤炭等化石燃料生产、运输的污染物排放同样会带来外部损失，这也是环境外部性的重要来源。例如，Gil‐lingham等[32]从国际视角，对电力生产的环境外部性文献进行了综述，发现以往的促进节电的政策所减少的CO2、NO x、SO2、PM10污染物的外部成本约占到所节约电费的10%。这里重点关注煤炭生产、运输和消费过程中的生态环境外部成本及其税费。
煤炭开采、运输、燃烧过程中，均存在环境污染、生态破坏等环境外部成本。茅于轼等[33]估算了中国煤炭的环境损害成本，结果显示2005年煤炭开采的生态环境外部成本约为69﹒47元／吨，此数据与李国平、张海莹[34]估算的2008年中国煤炭开采64﹒23～68﹒47元／吨的生态环境外部成本较为接近。除此之外，运输过程的环境外部成本约为34﹒05元／吨，煤炭燃烧过程的环境外部成本约为91﹒7元／吨，煤炭开采、运输、燃烧过程总的环境外部成本为195﹒22元／吨。[35]煤炭开采、运输、燃烧产生的生态环境外部成本并不需要完全补偿。当企业进行减排时，随着预防成本（或治理成本）的提高，边际外部成本下降，当边际预防成本与边际外部成本相交时，即为最佳的预防或补偿成本。由于计算边际预防成本的难度较大，可把最佳的补偿成本估算为生态环境外部成本的一半[36]，即97﹒61元／吨。
煤炭的生态环境税费。包括矿山环境恢复治理保证金、排污费、水土流失防治费（水土流失补偿费）、水资源补偿费等，城市维护建设税、土地使用税等。除此之外，山西于2011年开征煤炭可持续发展基金（见表2-3）。
根据对当前生态环境税费标准的估计，计算煤炭开采阶段、运输阶段和燃烧阶段的生态环境外部成本补偿率如表2-4所示。
煤炭资源生态环境外部成本补偿率平均约为26﹒66%，补偿率较低。其中，在煤炭开采阶段补偿率为64﹒55%；运输阶段和燃烧阶段的补偿率分别仅有1﹒53%和7﹒28%，导致煤炭资源生态环境外部成本总体补偿率仅为26﹒66%。
由于中国石油消费的环境外部成本缺少估算数据，这里采用美国国家研究院估算的汽油消费的外部成本数据近似反映。轻型汽车消耗的汽油排放的颗粒物、SO2和氮氧化物的外部环境成本约为29﹒83美分／加仑[37]，约占2008年中国终端石油消费价格的10﹒83%[38]。这是对石油消费外部成本的低估，因为该成本不包含石油开采和运输过程中的外部成本，也不包括温室气体的外部成本。尽管在原油的加工冶炼中征收排污费，但费率很低（参照煤炭燃烧阶段的排污费费率）；在汽油、柴油消费过程中，尚未征收车辆的排污费，生态环境税费尚不能补偿石油消费的环境外部成本。
煤炭、石油等化石能源燃烧产生CO2等温室气体，产生全球气候变化外部成本。气候变化的外部成本由温室气体存量引致，全球范围内的温室气体排放的单位成本基本相同。在1﹒5%、3﹒0%和4﹒5%的贴现率下，美国国家研究院估计的温室气体边际损害成本分别为10～100美元／吨、3～30美元／吨和1～10美元／吨CO2当量。[39]至今，中国化石能源消费的气候变化外部成本未得到内部化。
（3）能源安全外部性等其他节能市场失灵。
化石能源的稀缺及过大的对外依赖度将增加能源安全外部成本，体现在消费者在消费能源时没有将军事、外交的成本完全考虑在内，这种外部性可能是比较显著的。[40]Bohi和Toman[41]将能源安全的外部成本分为两类：与石油进口量相关的成本（石油可获得性）和与石油价格相关的成本（价格可承受性）。世界石油资源主要分布在政治不稳定的地区，如中东、尼日利亚、俄罗斯和委内瑞拉。石油进口国为了维护油路畅通，通常在这些地区支出大量的外交、军事成本，这些发生在国家层面的支出，部分目的是维护本国的石油安全，不会在国内石油消费价格中完全体现，从而产生能源安全外部性。[42]1993年，中国成为石油净进口国，进入石油进口国俱乐部[43]，2011年中国石油消费的对外依赖度达到57﹒7%，而煤炭则基本自给自足，这意味着中国的能源安全外部性主要是由石油供应和国际石油价格波动造成的。
中国为维护石油安全所支出的成本包括：1）在国有银行资金支持下，中石油等石油企业进行海外投资，一方面维护石油安全，另一方面实现企业自身的发展战略，例如中石油在苏丹和伊朗的投资[44]；2）外交部通过与富油国建立良好的外交关系，从而确保中国海外投资计划的实施，保障石油安全；3）与维护能源安全相关的军事支出，尽管军事支出并不单纯为了维护能源安全。[45]石油进口导致的能源安全外部性，使得天然气、乙醇燃料等石油替代品的应用量低于最优值。考虑到石油产品很大比例用于交通运输，国家安全外部性将导致对车辆或内燃机能效改进的投资不足。[46]
除了能源安全外部性外，导致节能市场失灵的因素[47]至少还包括：1）节能信息市场失灵。信息问题被认为是实际能源效率与社会最优能源效率差距（energy efficiency gap）的主要原因。[48]消费者通常缺少对比高效产品和低效产品在未来运行成本方面的差异信息，从而难以做出合理的投资决定[49]，如果居民缺少可再生能源设备的效能和收益信息，就可能产生信息市场失灵。2）不完全获取当前行动产生的未来收益：干中学（learning‐by‐doing）。企业生产成本随着产品累积产量的增加而下降，产品累积产量被看作知识存量的代理变量。在标准的干中学模型中，企业当前承担了在未来多生产一单位产品的预付成本，同时增加了知识存量，使得所有企业未来生产的成本降低。干中学市场失灵的程度因不同的技术而不同，在可再生能源领域，干中学是一种重要的市场失灵。[50]
2﹒2﹒3 地方政府节能激励的微观基础薄弱
（1）化石能源的价格补贴致使节能市场激励不足。
通常意义上的能源补贴指的是政府直接支付给能源消费者或生产者的货币支出，更广意义上的能源补贴包括提高能源生产者的能源产品价格、降低能源生产的成本、降低能源消费者承受的能源价格等在内的所有政府行为。[51]中国的能源补贴有各种形式，包括政府补助或税费减免等直接形式，也包括能源建设支出、能源研发支出等间接形式。[52]而针对能源消费价格的补贴对于终端能源消费者节能激励具有最直接、最重要的影响。
近年来，不少学者采用能源差价法（price‐gap approach）计算了中国不同化石能源终端价格的补贴程度。在不考虑环境外部损失的条件下，选取国内各能源生产的参照价格（通常为进口价格），Liu和Li[53]计算了2007年中国终端能源价格的补贴，其中煤炭的价格补贴率为6﹒46%，石油产品的价格补贴率为19﹒52%，天然气的价格补贴率为35﹒46%。采用相似的方法，Lin和Jiang[54]计算的2007年电煤的价格补贴率为7﹒82%，居民家用汽油的价格补贴率为20﹒13%，民用天然气的价格补贴率为26﹒87%，居民用电的价格补贴率为54﹒37%。进一步地，Lin和Ouyang[55]计算了2006—2010年的能源价格补贴率，其中，2010年，煤炭的价格补贴率为12﹒12%，汽油的价格补贴率为3﹒34%，民用天然气的价格补贴率为55﹒17%，居民用电的价格补贴率为54﹒73%，由于2008年底成品油定价与国际油价联动，汽油等成品油的补贴率大幅下降。可见，中国大宗能源品种终端消费价格的补贴是普遍存在的。能源消费价格补贴使节能投资的预期收益偏低，导致节能投资低于最优值，产生节能激励不足。
（2）节能的外部效应进一步削弱了节能激励的微观基础。
中国的能源消费以煤炭和石油等化石能源为主体，与化石能源消费环境污染外部成本未合理补偿相对应，节约能源将产生环境质量改善等正外部效应，主要体现为：1）能源消费量的减少有助于缓解化石能源的耗减产生的代际外部性；2）能源消费量的减少将降低温室气体排放引致的全球气候变化带来的损害，相对而言，煤炭的碳排放因子大于石油和天然气，以煤炭为主的能源消费结构决定了节能在中国具有更大的减缓气候变化效应；3）中国的大气环境污染以煤烟型为主，主要污染物是颗粒物和SO2，部分大城市，如北京、上海、广州等，属于煤烟型与机动车尾气污染并重类型[56]，能源消费量尤其是煤炭消费量的减少将有效缓解酸雨、城市空气污染等环境问题，减少空气污染造成的损失；4）石油消费量的减少（或利用效率的提高）将有助于缓解石油的对外依赖程度，减轻国际油价波动对国内经济的冲击，减少国家层面为了维护石油安全的外交和军事支出；5）节能新产品的生产过程具有干中学的知识外溢效应，节能投资尤其是可再生能源投资具有信息外溢效应，这些节能行为的收益均不能为投资者所独享，从而产生正外部效应。
对于理性的微观能源消费者而言，节能的外部效应导致其不能完全占有节能投资的收益，市场节能激励的强度低于最优的激励强度，导致节能投入的不足。考虑到中国化石能源消费逆向补贴的普遍存在，节约化石能源的正外部效应进一步削弱了节能激励的微观基础。
（3）地方政府节能的市场激励基础薄弱。
煤炭价格的市场化与电煤价格中央政府的干预并存[57]，中央政府对电力价格和成品油价格的行政管制、天然气的政府定价决定了中国的大宗能源品种价格均由政府控制或受政府指导[58]，尤其是中央政府垄断着能源价格机制的制定权。地方政府对能源价格的影响较为有限，省级发展和改革部门能源定价范围包括：1）省区市内独立配电企业的配电价格；2）城市燃气公司的天然气配气价格；3）煤气出厂和销售价格，液化石油气销售价格，蒸气、供暖的出厂和销售价格；等等。地方政府虽然控制着部分终端能源消费价格，但却是辖区内大宗能源消费价格的接受者，因此，地方政府难以通过改变能源价格调控辖区内能源消费者的节能激励。
作为企业的生产要素，低价的能源有助于降低企业的生产成本，增加企业利润。例如，通过差价法计算的2008年中国能源价格补贴中，产业部门的补贴总额为5 250﹒6亿元，占价格总补贴的63﹒1%，其中，1 962﹒0亿元用于工业能源价格补贴。[59]低价的能源降低了企业成本，有利于地方的经济发展，在经济增长强激励下，地方政府有维持辖区内能源低价以实现经济较快增长的激励。因此，地方政府和辖区内企业在维护能源低价上易达成共识，形成相互强化的维持较低能源价格的激励，这削弱了地方政府节能市场激励的基础。
节能的“两维度、多层次”外部效应决定了地方政府难以获得节能努力的全部收益，这进一步削弱了节能市场激励的基础。外部性的时间维度和空间维度决定了负责外部性内部化的政府层级，即跨行政区的外部性应当由上一级政府负责管理。[60]化石能源耗减的代际外部性应由中央政府负责，化石能源燃烧的环境污染分不同情况由不同层级政府负责。其中，不存在跨界特征的城市SO2、氮氧化物等污染由城市政府负责；能源消费产生的细颗粒物（PM2﹒5）具有跨区域特征[61]，由中央政府负责；煤炭等燃料燃烧导致的酸沉降具有跨省级行政区特征，由中央政府负责；能源安全外部性具有跨国特征，由中央政府负责；温室气体排放产生的气候变化损失具有全球外部性，由中央政府负责。不难发现，节能外部性具有代际、跨区域、跨国、全球特征，中央政府实际上承担了能源消费的外部成本，更多地享有了节能的外部收益。因此，节能的外部性及其时间和空间特性决定了地方政府节能市场激励的基础薄弱、动力不足。
注释
[1]参见《中国能源统计年鉴2012》中采用发电煤耗法计算的各行业终端能源消费量数据。
[2]Gillingham，K﹒，Newell，R﹒G﹒，Palmer，K﹒，2009．Energy Efficiency Economics and Policy．Annual Review of Resource Economics 1，597-619．
[3]中国能源生产量和消费量的数据来源于历年的《中国统计年鉴》，世界能源生产和消费的数据来源于U﹒S﹒Energy Information Administration（EIA）：http：／／www．eia．gov／cfapps／ipdbproject／IEDIndex3．cfm？tid＝1＆pid＝7＆aid＝1。
[4]参见林伯强、魏巍贤、任力：《现代能源经济学》，北京，中国财政经济出版社，2007。
[5]参见《中国物价年鉴1989》。
[6]参见丁杰：《能源、原材料价格改革与管理》，载《中国物价年鉴》，1996。
[7]参见唐衍伟：《中国煤炭资源消费状况与价格形成机制研究》，载《资源科学》，2008 （4）。
[8]参见王赵宾：《扭曲的电价》，载《能源》，2014（6）。
[9]参见《政府定价目录》，见北京市发展和改革委员会官方网站。
[10]参见王赵宾：《扭曲的电价》，载《能源》，2014（6）。
[11]销售电价中，政府类基金和附加包括三峡工程建设基金、农网改造还贷资金、可再生能源附加、大中型水库移民后期扶持资金、地方水库移民后期扶持资金、城市公用事业附加费。
[12]Ma，B﹒，Song，G﹒，Smardon，R﹒C﹒，Chen，J﹒，2014a．Diffusion of Solar Water Heaters in Regional China：Economic Feasibility and Policy Effectiveness Evaluation．Energy Policy 72，23-34．
[13]参见《国家发展改革委关于完善风力发电上网电价政策的通知》《国家发展改革委关于完善农林生物质发电价格政策的通知》《国家发展改革委关于发挥价格杠杆作用促进光伏产业健康发展的通知》。
[14]Hayek，F﹒A﹒，1945．The Use of Knowledge in Society．The American Economic Review 35，519-530．
[15]Wang，B﹒，2007．An Imbalanced Development of Coal and Electricity Industries in China．Energy Policy 35，4959-4968．
[16]参见王赵宾：《扭曲的电价》，载《能源》，2014（6）。
[17]原油对外依赖度＝原油进口量／可供消费的原油量×100%。参见历年《中国能源统计年鉴》中“石油平衡表”和“中国能源平衡表（实物量）”。
[18]Hang，L﹒，Tu，M﹒，2007．The Impacts of Energy Prices on Energy Intensity：Evi‐dence from China．Energy Policy 35，2978-2988．
[19][20]参见李雪文、麻男迪：《石油价格》，北京，北京大学能源安全与国家发展研究中心，CCED工作论文系列（No﹒20110303），2011。
[21]关于中国成品油价格形成机制的演变和详细说明，可参见李雪文、麻男迪：《石油价格》，北京，北京大学能源安全与国家发展研究中心，CCED工作论文系列（No﹒20110303），2011。
[22]参见史文婧、麻男迪、李雪文：《我国天然气价格》，北京，北京大学能源安全与国家发展研究中心，CCED工作论文系列（No﹒20120405），2012。
[23]参见《政府定价目录》，见北京市发展和改革委员会官方网站。
[24]参见林伯强、刘希颖、邹楚沅、刘霞：《资源税改革：以煤炭为例的资源经济学分析》，载《中国社会科学》，2012（2）。
[25]参见李国平、吴迪：《使用者成本法及其在煤炭资源价值折耗测算中的应用》，载《资源科学》，2004（3）。
[26]参见李国平、张海莹：《基于两个负外部成本内部化的煤炭开采税费水平研究》，载《人文杂志》，2011（5）。
[27]参见曾先峰、李国平：《非再生能源资源使用者成本：一个新的估计》，载《资源科学》，2013（2）。
[28]Ma，B﹒，Song，G﹒，Smardon，R﹒C﹒，Chen，J﹒，2014a．Diffusion of Solar Water Heaters in Regional China：Economic Feasibility and Policy Effectiveness Evaluation．Energy Policy 72，23-34．
[29]参见茅于轼、盛洪、杨富强：《煤炭的真实成本》，北京，煤炭工业出版社，2008。
[30]参见曾先峰、李国平：《非再生能源资源使用者成本：一个新的估计》，载《资源科学》，2003（2）。
[31]参见赵文娟、高新伟：《我国石油税费对成品油价格的影响分析》，载《价格理论与实践》，2013（8）。
[32]Gillingham，K﹒，Newell，R﹒，Palmer，K﹒，2006．Energy Efficiency Policies：A Retrospective Examination．Annual Review of Environment and Resources 31，161-192．
[33]参见茅于轼、盛洪、杨富强：《煤炭的真实成本》，北京，煤炭工业出版社，2008。
[34]参见李国平、张海莹：《基于两个负外部成本内部化的煤炭开采税费水平研究》，载《人文杂志》，2011（5）。
[35][36]参见茅于轼、盛洪、杨富强：《煤炭的真实成本》，北京，煤炭工业出版社，2008。
[37]US National Research Council，2010．Hidden Costs of Energy：Unpriced Conse‐quences of Energy Production and Use．The National Academies Press，Washington，D﹒C﹒，USA．
[38]Jiang，Z﹒，Tan，J﹒，2013．How the Removal of Energy Subsidy Affects General Price in China：A Study Based on Input‐output Model．Energy Policy 63，599-606．
[39]同[37]．
[40]Bohi，D﹒，Toman，M﹒，1996．Empirical Evidence on Energy Security Externali‐ties，The Economics of Energy Security．Dordrecht：Springer Netherlands，31-58．
[41]Bohi，D﹒R﹒，Toman，M﹒A﹒，1993．Energy Security：Externalities and Policies．Energy Policy 21，1093-1109．
[42]Gillingham，K﹒，Sweeney，J﹒，2010．Market Failure and the Structure of Externali‐ties．Padilla，A．J﹒，Schmalensee，R﹒Harnessing Renewable Energy，RFF Press．
[43]Downs，E﹒S﹒，2004．The Chinese Energy Security Debate．The China Quarterly 177，21-41．
[44]Eurasia Group，2006．China’s Overseas Investments in Oil and Gas Production，Pre‐pared for the US‐China Economic and Security Review Commission．Eurasia Group，New York，USA．
[45]同[43]．
[46]同[42]．
[47]本章仅列出了导致节能市场失灵的一部分因素，它们是导致中国节能市场失灵的主要来源。关于能源效率投资和可再生能源利用的市场失灵的详细论述分别参见Gillingham，K﹒，Newell，R﹒G﹒，Palmer，K﹒，2009．Energy Efficiency Economics and Policy．Annual Review of Resource Economics 1，597-619；Gillingham，K﹒，Sweeney，J﹒，2010．Market Failure and the Structure of Externalities．Padilla，A﹒J﹒，Schmalensee，R．Harnessing Renew‐able Energy，RFF Press．
[48]Sanstad，A﹒H﹒，Hanemann，W﹒M﹒，Auffhammer，M﹒，2006．End‐use Energy Efficiency in A“Post‐Carbon”California Economy：Policy Issues and Research Frontiers．The California Climate Change Center at UC‐Berkeley，Berkeley，California，USA．
[49]Howarth，R﹒B﹒，Sanstad，A﹒H﹒，1995．Discount Rates and Energy Efficiency．Contemporary Economic Policy 13，101-109．
[50]Gillingham，K﹒，Sweeney，J﹒，2010．Market Failure and the Structure of Externali‐ties﹒Padilla，A﹒J﹒，Schmalensee，R．Harnessing Renewable Energy，RFF Press．
[51]Lin，B﹒，Jiang，Z﹒，2011．Estimates of Energy Subsidies in China and Impact of En‐ergy Subsidy Reform．Energy Economics 33，273-283．OECD，1998．Improving the Envi‐ronment through Reducing Subsidies．OECD，Paris，France．
[52]Lin，B﹒，Jiang，Z﹒，2011．Estimates of Energy Subsidies in China and Impact of En‐ergy Subsidy Reform．Energy Economics 33，273-283．
[53]Liu，W﹒，Li，H﹒，2011．Improving Energy Consumption Structure：A Comprehen‐sive Assessment of Fossil Energy Subsidies Reform in China．Energy Policy 39，4134-4143．
[54]Lin，B﹒，Jiang，Z﹒，2011．Estimates of Energy Subsidies in China and Impact of En‐ergy Subsidy Reform．Energy Economics 33，273-283．
[55]Lin，B﹒，Ouyang，X﹒，2014．A Revisit of Fossil‐fuel Subsidiesin China：Challenges and Opportunities for Energy Price Reform．Energy Conversion and Management 82，124-134．
[56]参见郝吉明、马广大、王书肖：《大气污染控制工程（第三版）》，北京，高等教育出版社，2010。
[57]尽管自2013年1月取消了电煤价格的双轨制、继续实行煤电价格联动，但电力价格政府管制的定价机制尚未改变，当煤炭价格出现快速上涨，对电煤价格的行政干预将不可避免。因此，电力价格管制决定了中国煤炭价格市场化是不彻底的市场化。（Jiang，Z﹒，Lin，B﹒，2014．The Perverse Fossil Fuel Subsidies in China：The Scale and Effects．Energy 70，411-419．）
[58]Jiang，Z﹒，Tan，J﹒，2013．How the Removal of Energy Subsidy Affects General Price in China：A Study Based on Input‐output Model．Energy Policy 63，599-606．
[59]Jiang，Z﹒，Lin，B﹒，2014．The Perverse Fossil Fuel Subsidies in China：The Scale and Effects．Energy 70，411-419．
[60]参见宋国君、金书秦、傅毅明：《基于外部性理论的中国环境管理体制设计》，载《中国人口·资源与环境》，2008（2）。
[61]以北京市2012—2013年度为例，全年PM2﹒5来源中区域传输贡献占28%～36%，本地污染排放贡献占64%～72%。在本地污染贡献中，机动车、燃煤、工业生产、扬尘为主要来源，分别占31﹒1%、22﹒4%、18﹒1%和14﹒3%，餐饮、汽车修理、畜禽养殖、建筑涂装等其他排放约占14﹒1%。