利益衡平視角下法律保護的啟動分析

摘" " 要：在損益衡量的視角下，法律保護需在標準、收益、損失與比較四個維度細化衡量要點，形成可供評價的參照規律。以環境法的啟動時機判斷為視角，可總結出法律保護應然性解析的若干原則。從原理意義上分析，環境法保護既符合公權保護的邏輯順位，也具有非法律保護手段所不具備的優勢，屬于法律保護領域不可缺少的組成部分，因而形成合理性的前提。從實證意義上分析，環境法保護手段的啟動需考慮到將要產生環境善與環境惡的種類及容量，在環境質量提升、生態系統保護、資源節約利用等領域明確各自的損害修復條件與可能的影響因素，并形成相應治理手段產生負效應的總量結果，在計算的基礎上得出損益比較結論。以論證得到的損益分析方法度量，以碳排放交易、生態補償等為代表的治理機制有必要符合正當的成本定律，克服實踐中對法律治理應然性的理解誤區。已有的環境法比較規律也可在環境善與環境惡兩個方面對法律治理起到相應的普及與共通效果。

關鍵詞：環境法；法律保護；法律治理；利益衡平

中圖分類號：D922.68 文章標志碼：A 文章編號：1006-6152（2025）02-0047-12

DOI：10.16388/j.cnki.cn42-1843/c.2025.02.005

長久以來，法律保護始終是我國穩定社會秩序、保障社會發展的中堅力量，并對應延伸出不同部門法的立法、司法、執法與普法成果。然而，法律保護的啟動條件究竟如何，如何評判特定的利益是否值得法律保護，尚未在學界與實務界形成共識。在環境法領域，由于結合了自然科學、社會科學與人文科學的保護力量，也對應產生了技術改革、道德關懷、公共管理等多種保障途徑。與之相比，法律保障在行為效率與損益占比上未必擁有優勢，甚至很多時候存在明顯的治理缺陷。目前，環境法的保護必要性已經得到了學界與實務界的普遍認可，但如何以相對精確的利益衡量手段分析這一共識的合理性，為法律保護的啟動條件尋得具有共通意義的評判內容，仍然需要深入探討，也將成為此文分析總結的關鍵。

一、法律保護的損益衡量要素

從法理意義上分析，法律保護是否能夠啟動，很大程度上取決于損益衡量理論的作用。換言之，即法律保護能夠產生多少收益、需要付出多少損失，進而通過損失與收益的總量比較，形成相關決策的主要依據［1］。然而，在開啟相應比較的過程中，應首先賦予特定利益及損害以合理的價值評價，明確統一的測度標準，形成客觀比較的前提。如想實現法律保護的科學衡量，需在標準、收益、損失與比較四個維度開展解構。

在標準維度，關鍵是評價法律保護產生的實際影響，進而區分收益與損失的界限，目前已存在幾種主張，為合理標準的明確提供了指引。

其一，經濟利益標準說。部分學者認為，法律保護的客觀效果可通過經濟利益的籌算得出現實的評價，即通過對相應影響的經濟賦值，計算出法律保護實施前后的經濟水準，通過對比，得出相應保護的損益情況［2］。該種衡量方法可在統一的標準模式下尋求直觀的水準比較，免去了主觀評價的標準煩瑣與誤差問題。然而，相應對比容易忽略情感利益、習慣利益、未來利益等難以通過經濟機制衡量的利益類別，且經濟利益的測度容易將法律保護的決策引入功利化軌道，相應對比存在缺陷［3］。

其二，道德利益標準說。部分學者在比較了法律與道德的起源與作用關系后，認為法律是最低層次的道德，其保護目標在于實現基本的道德效果。因此，可通過一系列道德要求的基準化，分析法律保護的結果是否符合這些道德準則，實現善惡的區分衡量［4-5］。該種衡量方式可有效應對主觀性利益的評價需求，卻在量化比較維度呈現缺陷。除此之外，法律作為基本的道德要求，部分規則的實現效果是很難得到道德上的肯定的，因而產生介于善惡之間灰色地帶的評價困境。顯然，建立于“一般人”標準上的法律保護機制與道德要求存在差異，對同處于“中性”狀態的要素的損益衡量，將成為道德利益標準作用的挑戰。

其三，“一般人”感受標準說。法律保護的要求是建立在“一般人”感受的基礎之上的。通過對一般人精神狀態、內心感受的模擬，可望構建起法律保護效果衡量的判斷依據［6-7］。然而，以主觀感受作為相應舉措的評價依據，將產生不同效果的利益差距不明的問題，也不利于從量的角度調整相應舉措內容。

其四，綜合標準說。部分學者結合了“一般人”的主觀感受、法律保護的經濟效益與基礎的道德規范，嘗試構建起一套綜合評價法律保護效果的利益機制［8-9］。然而，這種機制一來難以利用統一的價值因素實現精準衡量與籌算，二來似乎也不普適于行政管理、民間協商等其他機制的作用衡量，因而在對比法律與非法律舉措的應用價值上產生困境。如想完善綜合行為標準，克服前述標準的缺陷，應當尋求具有普適意義，能夠客觀衡量不同類別價值需求的利益單元，構建起相對完整的籌算機制。在此，環境法領域的探索可作為有利窗口，為法律保護衡量標準的明確提供指引。

在收益維度上，若綜合不同影響因素的損益衡量標準能夠得到確定，則處于收益區間的預期結果將成為法律保護發揮作用的首要理由。要想實現上述目標，必然需要評價收益的內涵，為損失的明確比較與標準量化提供指引。在定性層面，以法律治理的基本目的為分析依據，可將如下方面定性為收益：（1）無故違反規則的情形得到抑制；（2）發展規則的情形得到增加；（3）權利主體的利益存量得到增加或維持；（4）義務主體的利益犧牲得到合理彌補；（5）不同領域的利益交流得到順暢；（6）法律治理相較于其他治理手段而言，接近設定目標的效益更高。在定量層面，不同層級的收益之間也存在程度與優先次序的差異，決定了不同治理手段的優劣。在法律保護的諸多利益類別里，呈現規則利益、道德利益、經濟利益、情感利益、生態利益等類別。對不同的利益類別實施優先排序，進而得出對應的優先程度，將成為法律治理效果發揮的關鍵，也是法律解釋者與司法者裁量的主要內容［10-12］。至于如何實現量化排序，主要依賴于衡量標準的預先確定。后文也將以環境法領域的保護為例，大體闡釋可能的衡量路徑。

在損失維度上，于定性層面，可將如下方面重點認定為損失：（1）無故違反規則的情形無法控制地增加；（2）相應規則內容陷于靜止或停滯發展的狀態，產生不良的關聯影響；（3）權利主體的利益存量減少或無法按照預定期待增加；（4）義務主體的利益犧牲無法得到合理彌補；（5）不同領域的利益交流不通暢或無法實現公正的利益交流；（6）相較于其他治理手段而言，法律治理需付出更大的代價來接近目標。在定量層面，參照收益的類別排序，損失同樣存在規則利益、道德利益、經濟利益、生態利益、情感利益等利益類別的損耗。當然，也存在復合損失等特殊類別，需在裁量實踐中實現次序排列與額度折算。值得注意的是，有必要討論相對損失的存在。換言之，即收益少的情形相較于收益多的情形而言，是否可定性為一種損失。在付出同樣成本的情況下，該種情況確實存在利益減損的隱患，形成探究的必要。在此，若該種收益的減少屬于可容忍的情形，換言之，即可通過未來的決策調整加以挽回或是減損較為輕微的情況，則不宜定性為損失，至多可稱為收益不當。另一方面，若該種收益減少無法通過決策調整加以挽回或是相應減少程度過于劇烈，造成更多的成本支出，則可稱為損失。至于如何判斷損失與收益不當之間的標準線，則需結合減少的利益類別及損失額度加以確定。

在比較維度上，根據確定的衡量標準，若能明晰預期收益與損失的客觀總量，則比較得出法律保護的應然性似乎不成問題。然而，現實情況并非能以“收益大于損害”原則來簡單應對，至少在以下方面，存在法律保護手段實施的困境：（1）法律保護將產生的收益與預期損害不屬于同一領域，且相應損害無法被普遍接受（如有人員傷亡）；（2）法律保護產生的短期收益高于短期損害，但長久的損益變化難以預測，且存在相當高的損大于益的風險；（3）法律保護產生的收益高于損害，但是凈收益十分微小，以致于呈現損益均衡的大體狀態；（4）法律保護將產生的損害高于收益，但相較于其余手段而言，法律手段實施的影響已是最優或已無其他手段可供選擇。綜上所述，收益與損害的比較并非純粹的數理問題，還需結合損益的性質、決策的情境、法律保護所欲實現的優先目的、部分利益變化的禁忌來綜合衡量，在符合首要目的、特定情境驅使下才可做出被認為是合理的損益衡量決策［13］。

二、原理意義上環境法保護的應然性解構

結合前述分析，環境法保護手段的實施前提在于相應行為產生的收益大于預期損失，或是相應行為在當時的情境下屬于被迫為之。本節將從原理上分析環境法保護的應然性，為啟動條件的分析提供邏輯前提。

第一，環境法保護的適時啟動符合公權保護的邏輯順位。環境法領域公權保護的手段包括行政管理、黨紀約束、政治命令、公共指導與法律保護五種，不同的手段并不能隨意選用，而須遵循從寬松到嚴苛、從便捷到徹底的邏輯順序。分析其中要點，在保護同等容量的利益前提下，應盡可能使負效應低的公權手段先行實施，唯有在情勢不容許的情況下，方可實施負效應高的公權手段，且需保證相應舉措隨情勢的緊迫而逐漸嚴厲，減少回旋的余地。從舉措的強制性程度來對比，結合我國的現實情況，正常情形下，現有的保護手段呈現“公共指導lt;行政管理lt;黨紀約束lt;政治命令lt;法律保護”的位階次序，迎合了“黨領導一切”［14］“政治性為首要保障”［15］“法律是公共治理的最后手段”［16-17］三條準則，進而影響到相應舉措的實施先后。從舉措的施行效益來對比，在理想情況下，非強制性的公共指導手段擁有最高的行為效率，也不容易引發社會糾紛與后續規則的修正需求，擁有最佳的行為效益［18-19］。行政管理作為公共治理的常規手段，存在管理不當與民眾不信任的隱患，相應行為的效率低于公共指導，卻因決策的實時性與程序簡明性而高于法律保護手段。黨紀約束作為與黨的權威性直接掛鉤的治理手段，擁有相較于法律治理而言更為顯著的積極性與實際影響力，且能擺脫不同機構職能獨立的劣勢，實施效益高于法律保護手段［20］。然而，黨紀約束畢竟需嚴格遵循固有規則，其靈活性低于行政管理與公共指導。政治命令只有在特殊情況下才能發揮作用，且政治命令的做出很大程度上是以犧牲規則的常規性與信賴度為代價的，需要長期的修復與善后工作支持，綜合效益低于作為常規手段的行政管理、黨紀約束與公共指導［21-22］。至于政治命令與法律保護二者孰優孰劣，需比較二者產生的實際效益與付出的行為成本，考慮到我國以法律治理為主要手段，較少以政治決策直接干預環境治理，且總體的改革要求為實現法治化，故法律治理的手段更優。綜上所述，從綜合效益角度分析，五種公權手段的效益位序為“政治決策lt;法律保護lt;黨紀約束lt;行政管理lt;公共指導”。結合上述比較結果，當特定的環境破壞事件發生時，應首先選用公共指導的方式，使有關主體自覺采取補救措施。在自覺補救已無法發揮作用或難以發揮自覺性時，可由行政機關介入，啟動管理與應對舉措。在行政機關行為失誤或無法實現預期效果時，黨政機關應利用黨紀約束手段輔助處理對應糾紛。而前述手段的失效意味著相應糾紛的處理走到了十字路口：或是繼續遵循常規的治理手段，采用程序成本較高、效率較低的法律保護手段，一勞永逸地解決環境問題；或是走非常規渠道，適用政治決策先行處理緊急事件，進而通過救濟機制的完善，善后處理政治決策產生的負效應。值得注意的是，在環境法治發展不甚完善的背景下，還有可能出現法律治理無法發揮理想效果，政治決策作為最后手段介入的情形［23］。無論是何種情形出現，均可發現環境法保護屬于公權保護的組成部分，擁有特定的作用順序，其啟動符合邏輯要求。

第二，環境法保護具有非法律保護手段所不具備的優勢。在公力保護方面，前述已提及了政治決策、黨紀約束、行政管理、公共指導四種非法律保護手段。相較于環境法保護而言，前述手段均存在缺陷，需要法律手段支持與補強。對于政治決策而言，相較于常規狀態下的法律保護手段，最大的問題在于決定的隨機性，不易形成可供沿用與借鑒的經驗。即使相應決定能夠及時處理環境問題，也無法在日后再次使用，且破壞常規程序直接做出對應決策的做法容易損傷既有的管理制度，產生對政治決策、官方運作的依賴，進而增加決策失誤、難以救濟的風險。相比之下，環境法保護的手段雖未必是符合環境實際的決策，但相對穩定的實施內容與完善的程序自檢流程能夠最大程度減少決策失誤的風險與損失，且相應規則修正的過程是可被公開預測與容許的，避免了公眾信賴度的損失與常規制度的干擾［24-25］。對于黨紀約束而言，最顯著的局限性在于適用范圍。黨紀約束通常只涉及具有黨員身份的群體，對于非黨員群體，若與黨組織不存在直接聯系，相應管理手段便難以對他們產生約束力。除此以外，黨紀約束的基本要求并非面向社會大眾，在環境開發領域的必要容忍顯然不符合黨紀約束的行為準則［26］。相比之下，法律保護的手段具有更顯著的普適性與實際性，能夠適應環境保護與開發的實際［27］。對于行政管理而言，盡管靈活性可成為該種保護手段的優勢，但行政管理本身存在偏離環境保護要求的可能，相應管理機構與人員更有可能違背行政管理的宗旨，形成最顯著的破壞力。對此，法律保護的穩定性與公共意志的直接代表性可作為行政管理的有效補充，也是一大優勢［28］。對于公共指導而言，并非所有情形下的公共指導都能得到公眾的理解與支持，尤其在專業性與復雜性突出的環境領域，諸多特例與強制性要求不易通過指導培養出行為自覺，需要法律手段發揮必要的強制效果，以支持政策的推行。

在私力保護方面，公眾自發應對環境問題至少面臨著能力不足、自利心理、多數人意志壓制、群體糾紛四個層面的問題，而法律保護的介入首先便可集中社會力量，在人員素養、專業監測、長久救濟、全面監管等領域發揮優勢，彌補私力保護的能力缺口。其次，法律保護的實現屬于公共意志的體現，并不摻雜個體的自利，可以形成客觀公正的治理效果，更容易得到多數主體的支持。再次，法律保護可依托司法的個案裁判與特殊規則的制定，得到法律強制力的加持，以保護少數群體的重要利益，避免他們淹沒于多數人的決策意志之中［29-30］。最后，法律保護的普遍性與糾紛解決的終局性可有效應對群體性事件，在中立性權威存在的前提下推動雙方達成一致，以免因糾紛難以化解而延誤環境保護的有利時機［31-32］。

第三，環境法保護屬于法律保護不可缺少的組成部分。相較于其他的部門法保護手段，環境治理維度的法律保護實屬一個單獨領域，需構建全新的法律保護體系。在環境問題的特殊性應對方面，傳統的部門法治理至少難以應對如下環境問題特征，說明了環境法構建的必要性：（1）環境問題的波及范圍往往十分廣泛，導致特定環境事件中受害主體與致害主體的界定模糊，進而造成傳統部門法的主體界定與歸責安排困難；（2）環境問題存在顯著的潛伏性與致害因素疊加性，導致不同因素的因果鏈條證明困難，難以透徹論證法律保護結論的科學性；（3）環境問題并非主體之間直接發揮作用，而存在環境這一中間介質，進而豐富了法益保護的內容，生態利益的介入對傳統法益理論發展形成挑戰；（4）環境問題涉及代際利益的保護與代際責任的承擔，形成傳統歸責宗旨的適用困境；（5）環境問題可能關乎法律保護價值觀的變革，現有的人類中心主義、生態中心主義與整體主義之爭便印證了這種變革趨勢［33］；（6）環境問題往往涉及對倫理觀念的尊重，代表著人類發展與保護利益的升級，挑戰了法律保護的底線，容易導致法律與道德倫理的界限模糊［34-35］。

在傳統部門法的法理矛盾方面，環境問題的綜合性決定了相應法律保護手段的多樣性，民事法律、刑事法律、行政法律乃至憲法均存在作用空間。而在不同部門法作用時，理念之間的沖突難以避免，阻礙了“民刑合一”等部門法協同理念的實現［36］。以環境侵權糾紛為例，民事領域的無過錯歸責、因果關系推定、責任分擔、主張主體泛化等是否會在相應糾紛轉化為刑事案件的過程中得到刑事法律的認可，相應標準轉變是否會面臨不同部門法的對立，均屬未知。而以專屬部門法預先界定環境問題的特殊利益，進而將其他部門法作為輔助手段加以介入，可成為緩解矛盾的有效舉措。

在專門保護的預期效益方面，環境法的專門保護不僅有望解決前述部門法的協調問題，也可在如下方面形成特別效益：（1）以單獨保護的手段構建起環境法特有的價值觀，解決人類中心主義與非人類中心主義的理念爭執；（2）環境法的專門保護可有效界定環境問題的法律涉及范圍，確定損害主體、責任主體等要點；（3）環境法的專門保護構建起環境法權利與權力的全新結構體系，為權利與義務、權力與職責關系的規范作出貢獻［37-38］；（4）環境法的發展韌性與活力有助于應對代際關系處理、科學技術發展等新興問題；（5）環境法的專門保護有效回應了憲法宣示的環境利益保護需要，反映出公民權益的拓展趨勢；（6）以環境法的專門保護手段加以深入，有利于處理法律保護啟動的條件問題，并單獨開展損益分析，避免與其他部門法的保護理念沖突，也有利于實現不同部門法的邊界理清與關系協調，減少無謂爭執。

三、損益分析視角下環境法保護的啟動條件

雖然環境法保護手段的存在屬于必然，但仍需判斷環境法保護發揮作用的合理情形。前述已分析了一般意義上法律保護啟動所需符合的損益條件，落實到環境法領域，將在闡述相應保護產生收益與損失的前提下，探索衡量收益與損失量的理想標準，并以模擬案例與實踐問題為分析要點，歸納環境法保護啟動的判斷方法。

（一）理念維度上環境法保護的啟動條件解構

要想明確環境法保護的損益分析規律，關鍵在于對環境善與環境惡作出成本意義上的解構，進而轉化為特定舉措產生損益的定性。

在環境善方面，重點方向應當是“環境質量保護、生態系統正常發展與資源利用可持續化”，針對不同的層次，可分別作出收益的量化分析。在環境質量層次，若能將環境質量的改善量化，則可初步窺見環境質量領域的環境善程度。以水污染防治為例，在特定范圍的水域內，若未受到人為污染的水質指數為100個單位，因人為活動形成了50個單位的水質污染物，則現有水域的水質指數將增加為150個單位。在此基礎上，若能通過一系列模擬實驗，折算出法律治理與水質改善的影響關系，則可將法律治理的力度量化。換言之，1個單位程度的法律治理若能產生0.5個單位的水質改善，則100個單位程度的法律治理原則上可將水質恢復到原有狀態，此可稱為形式意義上的環境善。而在實踐相應法律治理舉措的過程中，若治理的程度超過了100個單位，將有望消除非人為因素造成的水質污染，使水質指數下降到100個單位以下，自然也可稱為更進一步的環境善（以保持水體的生態平衡與正常涵養能力為前提）。綜上所述，在不考慮其他因素的情況下，特定程度的法治舉措若能完全消除人為污染，甚至在消除人為污染的基礎上進一步消除多余的非人為污染，均可稱為形式意義上的環境善。然而，若想將環境善轉變為環境收益，至少需考慮以下因素的干擾：（1）在100個及以上單位程度的法律治理過程中，可能會對特定水域以外的生態環境造成干擾，若額外產生了10個單位的域外環境損害，則額外需要20個單位程度的法律治理來克服。在不考慮其他因素的情況下，此時環境善實現所需的法律治理程度至少達到120個單位。（2）120個及以上單位程度的法律治理需耗費一定時間，在治理的這段時間內，由于環境利用行為的可能持續及不同環境污染物之間的物理、化學、生物作用，還可能產生新的污染或遲滯法律治理的成效發揮，假設遲滯了20個單位的法律治理效果，則需額外付出20個單位程度的治理投入（此處假設付出的治理力度可以1∶1的比例消除遲滯影響，現實情況更復雜），故達到形式環境善的法律治理程度需求為140個及以上單位。（3）140個及以上單位程度的法律治理過程中，需考慮到人為治理可能產生的精力折損。換言之，行為人付出的治理精力未必全部能作用到生態環境中，可能因人為疏忽、程序拖延、舉措失當等因素而損失15個單位，故實際需規劃至少155個單位程度的法律治理。（4）在以上力度施加后，水質若能恢復到100個或以下單位，還需考慮到相應水質的維護需求，如付出45個單位的治理程度即可保證水質的長久維持，則形式環境善的總治理程度需求達到200個單位。綜上所述，考慮到現實出現的種種可能，200個單位程度的法律治理將產生50個或更多單位的環境善收益，可折算出該種收益比為0.25或以上。非法律舉措的治理同樣可參照計算，得出不同類型的收益比內容。總而言之，唯有法律治理的收益比達到最高，啟動該種治理舉措的選擇才是在成本意義上合理的。當然，上述分析僅是從環境質量的影響角度論述，對于特定治理舉措產生的社會秩序維持、法律制度改進、新型文化塑造、經濟發展轉型等益處，需通過轉化得出對應收益。例如，經濟收益與環境收益比若為1∶1.2，200個單位程度的法律治理如能產生50個單位的經濟收益，則可轉化為60個單位的環境收益，此時法律治理的收益比將達到0.55及以上，自然豐富了收益比較的內容結構。

在生態系統層次，參考環境質量方面的量化方法，可設定一個相對獨立的生態系統。根據生態系統的發展特征與潛在功能，可以物種容量為視角，將未受人為破壞的生態系統容量定性為100個單位。若在人為導致的環境侵害作用下，相應的物種容量下降到了50個單位，按照同樣的比例推斷，將需要100個單位程度的法律治理才能大體恢復原有的生態文明。類似地，如想將形式上的環境善轉化為實質的環境收益，則需考慮生態系統恢復的一些特殊因素：（1）生態系統自身擁有一定的恢復能力，故而在法律治理的過程中，需將生態系統自我恢復能力的損耗計算在內。假如因人為破壞而使生態系統喪失了一半的恢復能力，則在法律治理的相同周期內，被損壞后的生態系統只能恢復25個單位的物種容量，故法律治理需付出50個單位（此處暫不考慮法律治理所恢復的生態部分的自我恢復能力，否則治理需求的計量將更為復雜）。（2）生態系統恢復的過程中，部分物種由于滅絕或發生了不可逆轉的變異，難以實現新的恢復，可稱為永久性損失。若該項損失量為15個單位，則法律治理至多只能恢復到85個單位，剩余15個單位恢復所付出的精力屬于無效精力，故法律治理的最佳作用程度為20個單位。當然，生態系統的物種容量趨弱不可能在所有情形下被縱容，法律治理者需采取物種替代等方式，充實原有的生態系統，增強其自我抵御與恢復的能力。而物種替代或遷移往往需付出相比原有物種的恢復而言更多的精力，若15個單位的物種替代需耗費45個單位的法律治理程度，則最佳的作用程度將變為65個單位。（3）在法律治理與生態系統自然恢復的并力實施過程中，不可避免地會出現重復作用的現象，進而損失法律治理的部分成效，該部分損失若達到10個單位，則法律治理的預期程度將進一步提升至75個單位。（4）與環境質量的恢復類似，生態系統的恢復將面臨人為治理的精力折損（暫且定為15個單位）與生態系統恢復后的保障付出（暫且定為45個單位），故預期付出的法律治理成本為135個單位。當然，生態系統與環境質量的恢復之間存在精力折損率與保障需求的差異，因而需結合現實調查情況加以統計，此處僅是粗略估算。（5）并非物種容量越高，生態系統的恢復效果越佳，需考慮到與周邊環境及物種之間的協調。若物種容量超過100個單位，將形成物種無序競爭或物種泛濫，相應的法律治理無疑產生了反作用，即產生環境惡。因此，法律治理的力度需保持在一定區間內。綜上所述，在付出135個單位程度的法律治理后，將恢復50個單位的物種容量，收益比約為0.37。類似手段的計量除了參考上述因素外，還需分析可能產生環境惡的風險高低、生態系統恢復產生的其他方面益處多少、相應治理舉措是否能夠與自然恢復協調等因素，通過折算整歸，得出綜合性的收益效率結論，對比后決定法律治理的啟動與否。

在資源利用層次，同樣以水資源的利用為例，假設特定范圍水體的初始水資源含量為100個單位，若水資源的自然循環恢復能力為30個單位，則正常的人為利用應當不大于30個單位，否則將會對水體的循環能力與基本儲量產生影響。若人為利用量達到了50個單位，則水體的自然恢復能力也假設下降為正常的一半，即15個單位。在這種情況下，若法律治理與資源恢復的成效比為2∶1，則預期付出的法律治理程度將為70個單位。同樣考慮生態恢復部分的特殊因素：若法律治理與水體的自然恢復并力作用將產生10個單位的重復損失，法律治理的預期程度則為80個單位；若人為精力的折損為15個單位，法律治理的預期程度將上升為95個單位；若水體資源的維護需求為45個單位，法律治理的預期程度將上升為140個單位，因而收益比約為0.36。值得注意的是，水資源利用的規范重點在于水資源恢復能力的提升，故需輔以生態保護方面的治理舉措，例如退耕還林、增加土壤涵養能力（環境質量恢復、生態系統保護方面的內容同樣需考慮不同領域措施的關聯性）。由此可知，相應成本的支出還需考慮到生態保護方面的力度支出與對生態保護所產生的額外效益，收益比也會因此波動。與之類似，其他種類的治理舉措也需參考如上因素折算，并在對比的基礎上開展治理手段的選擇。

在環境惡方面，類似于環境善的分析邏輯，對于環境質量、生態系統與資源利用，特定的法律治理舉措若選擇不當，將產生關聯不同系統的負面效果，導致治理損失的出現。以環境質量為視角，仍然以特定水體的水質為例，假設前述設定仍然存在，即水體的初始水質為100個單位，因人為污染下降為50個單位，根據前述統計將耗費135個單位的法律治理程度來恢復。而前述法律舉措的實施可能因不符合自然規律、行為人主觀失誤等而造成負面的環境影響，并導致生態系統、資源利用等領域10個單位的損失，形成了10個單位的環境損害。除此以外，法律治理的介入可能阻礙正常的經濟開發或社會生活，折算為環境治理方面的單位，總值若為20個單位，則可得出在選擇法律治理手段的情形下，將產生30個單位的環境惡。綜合上述數值信息，便可明確法律治理啟動的總體損益報告：面對50個單位的環境質量損失，需動用135個單位的法律治理程度，產生30個單位的環境惡。若想克服這些環境惡，則需動用更多的法律治理程度。換言之，在同樣治理程度的作用下，法律治理的損益比為0.6。在支出成本大致相等或處于可接受范圍的基礎上，相應的損益比越低，治理舉措產生的效益越高。生態保護、資源利用等領域的舉措衡量也可參照上述模式，對比產生法律治理是否是效益最高手段的結論，從損益分析的角度得出法律治理是否值得的結果。

（二）問題維度上環境法保護啟動條件的應用

在分析環境法保護啟動的損益條件基礎上，可從碳排放交易與生態補償的問題檢視出發，闡述環境法保護啟動的條件分析過程，以體現研究的實踐意義。

在碳排放交易領域，2020年12月25日，生態環境部審議通過了《碳排放權交易管理辦法（試行）》（以下簡稱《管理辦法》），除了明確相關部門的監管職責與相應碳排放份額的登記和分配要點外，該文件以“權利”的詞眼表述了碳排放交易市場主體所擁有的排放配額，似乎有將相應配額的享有與利用自由定性為法律認可的權利之嫌，在后續的《碳排放權交易管理暫行條例》等規范中，這種定性得到了進一步認可。然而，這種觀點并不符合我國的法治實際，以非法律的方式設定權利，增加有關主體義務的操作也不符合《立法法》的規定，造成碳排放自由的屬性爭議［39］。此處嘗試從損益分析的視角出發，分析碳排放交易權利化后可能產生的影響，輔助判斷相應權利成立的合理性與否。

假設特定區域初始的碳排放總量為200個單位，預定的降碳總量為50個單位。在不考慮其他碳排放源的情況下，該區域的企業至多只能在預定周期內產生150個單位的碳排放量。在這種情況下，市場的交易上限為150個單位，若該區域有5家企業參與碳排放定額的分配，則需根據相應企業的減碳能力、市場評價、經營規模、從事產業等因素確定消納份額的數量。假設A、B、C、D、E企業在預定周期內的預期消納份額分別為50個單位、40個單位、30個單位、20個單位、10個單位，則相應碳排放份額也應當按此比例分配。根據現有觀點，對于5家企業所擁有的份額，主要存在所有權與政府許可兩種定性，進而決定了法律規制與行政管理兩種不同的約束模式。若以所有權定性企業分得的排放額度，則相應企業將擁有自由支配交易配額、抵制政府調控的一定權限，體現相應權益的占有優勢。在這種情況下，若不考慮其他因素，至少將產生如下情形的損益影響：（1）倘若A企業通過技術創新，在預定周期內只消耗了25個單位的碳排放份額，則剩余的25個單位將成為企業碳排放交易的基礎資源。在此過程中，企業若擁有相應交易的所有權，則既可將相應份額賣出，也可儲存對應額度，以備未來的不時之需。若A企業選擇儲存而非交易，而其他企業在該周期內消耗完了所賦予的排放額度，則第一周期的碳排放總量將為125個單位，這是理想的情況。然而，若B、C、D、E企業在該周期內由于經營不當而超額消耗了40個單位的排放份額，則超出部分的排放量難以得到選擇儲存的A企業的交易支持，該周期內的排放總量將達到165個單位。顯然，法律治理的介入能夠幫助A企業拒絕政府的交易要求，形成相較于交易而言25個單位的法律治理損失。相比之下，若以政府的宏觀調控定性企業的碳排放份額，則在強令交易的情況下，將避免25個單位的預期損失。值得注意的是，強令交易的賦予可能會損傷企業的創新積極性，導致A企業無法實現25個單位的額外減排，進而致使五個企業的碳排放量停滯于150個單位。當然，政府的強力規制能夠在一定程度上避免相應企業的反常經營行為，使40個單位的超額排放得到避免或減少（法律治理同樣可能規范企業的經營行為，但從前述行政管理與法律治理的效益分析結論可知，法律治理的作用效率低于行政管理，所付出的綜合成本也更高，在相同容量的治理支出下，法律治理產生的效果更弱）。結合預設的150個單位排放目標，可得到該種損失情形下的成本結論：以所有權方式定性碳排放份額，可能達成125個或165個單位的碳排放結果（此處假設A企業完全儲存剩余的碳排放配額）；以政府許可方式定性碳排放份額，可能達成“125—165個單位”的碳排放結果（需要注意的是，交易的實現需支出交易成本，成為宏觀調控舉措產生的額外不利益）。在綜合考慮不同企業的創新能力與動機、規范經營的可能性、政府調控的有效性、市場競爭的演變規律等因素的基礎上，可從概率學的角度折算出法律治理與非法律治理所導致的預期排放數值，為相應定性提供損益分析依據。（2）以前述假設為依據。假如A企業選擇儲存25個單位的排放量，其余四個企業正常消耗了100個單位排放量，則第一周期的碳排放總量為125個單位。在第二周期，倘若政府設定碳排放總量目標為75個單位，則按照上一周期的分配比例，A、B、C、D、E企業分別為25個單位、20個單位、15個單位、10個單位、5個單位。顯然，企業若想達到相應目標，便需保持乃至增加前一周期的創新力度與減排規范度。然而，所有權的賦予給予了企業很大的行為自由，在上一周期已經積累25個單位排放優勢的A企業，在這一周期內將無須繼續創新。按照市場競爭與公平原則，A企業似乎能夠憑借累積優勢排放50個單位的碳，進而由其余四家企業分擔額外產生的25個單位碳份額。在這種情況下，創新能力已經被印證相對不足的其余四家企業將形成更大的超量減排隱患，導致碳排放總量控制體系的崩潰。而以宏觀調控的視角切入，A企業在已經交易全部或部分儲存的碳排放額度的情況下，將重新產生創新與減排壓力。然而，若A企業在第一周期內便未從事或幾乎不從事相應的減排活動，則第二周期內也難以保證形成應有的創新力度，導致超量排放的風險。綜上所述，法律治理的方式在第二周期的減排活動中將可能導致A企業重新陷入50個碳排放量的傳統水平，給其余企業造成額外的減排壓力。而政府許可的方式在第二周期內固然可能保持基本的減排壓力，但在第一周期已經積累起的創新惰性將在第二周期持續甚至加強，從而失去少數先進企業額外減排的機會。綜合不同情形可能產生的損失影響總量，可在對比的基礎上推斷不同手段的效益。（3）若A企業在第二周期持續保持創新力度，又積累下15個單位的排放額度并保持儲存，則在總量目標不斷縮減的情況下，將形成A企業在市場中的壟斷優勢，從而影響其余企業的生存，甚至在減排方面淪為A企業的附庸，接受苛刻的條件以實現減排能力以外的額度交易。如此，碳排放交易市場的推進將取決于A企業的減排欲望，一旦A企業面臨破產或失去減排創新技術，相應的碳排放損失將難以計量。在政府許可的情況下，固然能夠阻止這種情況的持續，但前述減排“搭便車”、創新力不足的風險仍然存在。因此，需考慮到市場主體的經營穩定狀況與相應創新帶來的預期收益，以實現損益結構的優化。綜上所述，從損益分析的角度解釋法律治理與非法律治理在碳排放交易中的應用效果，可發現在幾種情形的預測中，無論是所有權治理還是許可治理，均存在固有的優勢與缺陷，進而決定了單一適用某種治理舉措的劣勢，故需在否認片面賦予參與主體所有權的基礎上，適當整合不同類型的治理手段，實現碳排放交易的效益最佳與損失風險的抑制。當然，還需考慮不同的約束模式將導致交易主體采取不同的降碳方式，進而對環境產生不同程度乃至屬性的影響，產生總結對應環境善與環境惡容量的必要，并與成本分析結論結合。

在生態補償領域，可以流域生態補償為例，開展法律介入的損益分析探索。長久以來，諸多學者認為我國在流域生態補償領域缺乏法律規制的約束，進而不利于明確合理的補償標準與時機［40-41］。然而，相應研究與實踐少有從損益分析的角度出發，精確衡量法律治理應然性的嘗試，本文的成本折算思路可作為一種判斷手段。通常而言，上游區與下游區均存在互相補償的理由。對于上游區而言，既因制造的污染給下游造成的不利影響而成為補償方（下游區成為受償方），也因節制生產給下游區制造清潔的生態環境而成為受償方（下游區成為補償方）。要想確定生態補償法治啟動的時機，便應當明確流域區內生態環境的承載力，進而明晰人類生產與生活的正常需求。以人類合理利用環境的水平為標準，但凡超出或低于該水平，便應實現上下游之間的生態補償。而要明確基準線，可依托法律規范的強制性、權威性與普遍約束力來避免因行政管轄權的隔閡、區際關系的疏遠而導致的標準不明風險。在此，可假設生態補償機制啟動的合理基準線為100個影響單位。在缺乏法律定性與約束的情況下，上下游如屬于平級的行政區劃，則相應補償協議的達成通常只能依靠協商。若上游區屬于工業開發區，則基于經濟利益需要，往往會盡可能提高生態補償的啟動基線，若定為150個單位，下游區的生態補償便會遭受50個單位的啟動延后損失。而要使雙方達到一致的啟動標準，通常需耗費交易成本，設定成本為5個單位。需要注意的是，由于信息偏差與上下游交易地位的不同，協商得出的基線往往不符合自然規律，即達不到100個單位的理想標準。若最終商定為120個單位，即使實施了生態補償，仍然存在20個單位的滯后損失，加上5個單位的交易成本，相較于理想狀態，非法律手段介入情況下所產生的預期不利益為25個單位。同理，若下游區屬于生態保護區，則基于生態利益需要，往往存在約20個單位的提前量，從而影響上游區的工業開發，對應產生經濟利益的損失，加上交易成本，不利益約為25個單位。而在法律舉措介入的情況下，可通過精確調查與核算，預先確定100個單位的基線值，進而依據相對穩定的規則要求上下游執行，從而省去5個單位的交易成本與20個單位的偏差損失，產生的比較收益為25個單位。除此以外，法律規制的實施也會對后續的標準執行產生效率上的影響，進一步拓展實施收益。

然而，法律規制并非不會產生實施損失。至少在如下情形中，法律規制的作用將形成預期損失或損失風險：（1）法律規制未必能尋得穩定的標準基線，若選定基線為115個單位，將產生15個單位的作用偏差，且具有強制性的法律規范是無法通過協商加以糾正的，從而對環境產生廣泛而持久的損害。（2）法律規制未必能取得同時約束上游與下游地區的效力層級，仍然需通過協商確定相應標準。即使在引導的情況下實現了100個單位的基準確定，也將耗費5個單位（或更多）的交易成本。值得一提的是，該成本未必是純粹的損失，若在任何情況下，上下游的交易均無法避免，則相應的交易成本至少有一部分屬于必然支出，不被納入損失的范疇。若法律規制的作用降低了正常情況下的交易成本，節省部分將轉化為收益。唯有法律規制產生了相較于正常情況而言更多的交易成本，多余部分才可定性為損失。（3）法律確定基準線的本身也存在調查、規范制定、制度調整、程序救濟等方面的行為成本，進而在相應成本支出的過程中產生不應有的負面外界影響。綜合上述損失情形，需在折算相加的基礎上與所得收益比較，并與非法律手段實施整體對比，權衡出法律治理介入的損益預期。當然，除了在確定基準線上需比較法律治理的損益影響，在所致損害轉化為補償責任的折算、補償管理機構及其效力的設置、補償方式與周期的選取等方面，都存在法律手段與協商等非法律手段的比較需求。歸納而言，法律手段的強制性與統一性優勢可有效消除爭議，并集中力量、預先確定明晰的衡量基線。協商等非法律手段則存在可及時糾錯、靈活變通等優勢，二者影響可分別作為各自手段實施的收益與損失，形成比較的基礎。當然，法律與非法律手段并非擇一適用的對立狀態，如何測度多種手段聯合作用的損益影響，進而開展量化比較，將成為尋求最科學治理方式的關鍵。

四、環境法保護啟動條件的共通性

在環境善的共通性方面，環境法的治理手段對環境產生的綜合收益同樣可能關聯至經濟關系、社會關系、家庭倫理關系等領域，為民法、刑法乃至普遍法律治理手段的價值衡量提供參照。例如，環境法治理手段對環境質量提升所帶來的恢復效果、環境質量的自我恢復、相應法律治理手段的實施損耗、相應環境質量的維護需求等要義均可適用于其他部門法的作用對象。以婚姻法為例，決策者需考慮到婚姻關系所涉主體之間自我恢復創傷、消除糾紛的能力，且在法律治理實際作用到婚姻關系恢復的程度上，也需作出計量。最后，法律治理還需考慮到婚姻關系修復之后的狀態維持及未來糾紛的預防，綜合得出婚姻法保護的收益效率，進而與非法律手段實施比較。從這個角度分析，環境法領域的收益計量規律是可以在一定程度上普適于其他部門法的。

在環境惡的共通性方面，其實質指向特定法律治理手段對已有對象關系的損害風險。盡管帶來的環境質量降低、生態系統混亂、資源利用無序等負面影響未必可適用于其他法律調整領域，但損益的作用關系與調整條件仍可成為一般意義上的法律治理規律。例如，環境惡的計量至少在如下方面存在普適可能：（1）在特定的治理力度作用下，產生損益比最低的治理手段為最佳；（2）在治理過程中，對一個領域所產生的治理收益有可能轉化為另一個領域的治理損失；（3）克服治理手段產生的損失將消耗更多的治理力度，并須考慮更多治理力度帶來的二次損失；（4）不同的治理損失存在重要性與優先級的差別，需考慮治理目的與社會價值觀等因素，得出重點保護的預期損失類型；（5）治理產生的近期負面效果未必是永恒或必然的治理損失，借助決策調整與治理手段的聯合、轉化，存在“損失”轉化為“收益”的可能性。

五、結" 語

法律保護應然性的理解取決于法律治理手段將對治理對象產生的綜合影響，而以損益均衡理念加以度量有利于明確虛無縹緲的治理價值與隱患。環境法自身的綜合性、跨部門法性與因果關聯復雜性為損益衡量提供了合適的檢驗對象，產生以環境法啟動時機的衡量為視角，明晰法律保護應然性前提的必要。在環境法的啟動探索中，代表治理收益的環境善與代表治理損失的環境惡的要素探索將成為損益衡量的核心，在考慮治理成本的情況下，如能折算不同類別治理手段所產生的收益比與損失比，得出綜合的損益比率，則能比較直觀地形成針對特定對象的不同治理手段的預期效率，充實法律啟動的理由。值得注意的是，環境法作為法律體系的組成部分，相應的利益衡平規律擁有普適于其他部門法的潛力，值得在總結的基礎上識別各自部門法的利益取向與機制特征，形成屬于不同部門法與基礎法理學的衡量方法，擴大該種衡量手段的實踐價值。

參考文獻：

［1］ Richard A Posner. Economic Analysis of Law［M］. Boston：Littler， Brown and Company， 1977： 5.

［2］ 丹尼爾·H·科爾.污染與財產權：環境保護的所有權制度比較研究［M］.嚴厚福，王社坤，譯.北京：北京大學出版社，2009：25-39.

［3］ Ronald H Coase. Coase on Posner on Coase［J］. Journal of Institutional and Theoretical Economics， 1993（1）： 97.

［4］ 楊素云，韓文濤.倫理在法律解釋中的作用［J］.南京社會科學，2011（9）：88-94.

［5］ 劉愛龍.立法語言的表述倫理［J］.現代法學，2006（2）：52-60.

［6］ 陳航.民刑法中的“一般人”觀念及其判斷基準［J］.法學家，2020（3）：15-27，191.

［7］ 陳璇.論客觀歸責中危險的判斷方法：“以行為時全體客觀事實為基礎的一般人預測”之提倡［J］.中國法學，2011（3）：148-162.

［8］ 謝暉.論法律價值與制度修辭［J］.河南大學學報（社會科學版），2017（1）：1-27.

［9］ 席濤.我們所知道的法律和不知道的法律：法律經濟學一個分析框架［J］.政法論壇，2010（1）：3-18

［10］ 劉冰，欒景和.法律價值的二重性［J］.學習與探索，2006（6）：101-104.

［11］ 胡玉鴻.關于“利益衡量”的幾個法理問題［J］.現代法學，2001（4）：32-38.

［12］ 杜健勛.環境利益：一個規范性的法律解釋［J］.中國人口·資源與環境，2013（2）：94-101.

［13］ 蔡琳.論“利益”的解析與“衡量”的展開［J］.法制與社會發展，2015（1）：141-153.

［14］ 楊根喬.堅持和加強黨的全面領導的內在邏輯與根本要求［J］.中州學刊，2022（11）：1-8.

［15］ 李甜甜，閭小波.中國政府過程中政治性加權現象之生成：基于建政時期警察職權的考察［J］.學海，2021（4）：116-124.

［16］ 楊小軍.論法治政府新要求［J］.行政法學研究，2014（1）：42-47.

［17］ 胡建淼.走向法治強國［J］.國家行政學院學報，2012（1）：51-56.

［18］ 鈄曉東.環境行政指導的特征與功能問題探究［J］.中州學刊，2002（1）：176-178.

［19］ 莫于川.行政指導比較研究［J］.比較法研究，2004（5）：80-92.

［20］ 段磊，章振毓.“黨規黨紀嚴于國家法律”正當性闡釋的理論補強：基于權力運行制約的視角［J］.河南社會科學，2022（1）：55-62.

［21］ F Neumann . The Change in the Function of Law in Modern Society ［M］//F Neumann. The Democratic and the Authoritarian State： Essays in Political and Legal Theory. Glencoe： The Free Press， 1957： 66.

［22］ 李哲罕，張國清.弗里茨·諾依曼和德國民主法治國的構想［J］.浙江大學學報（人文社會科學版），2017（6）：225-234

［23］ 張再生，李從欣.中國環境污染的政治經濟分析［J］.東北大學學報（社會科學版），2012（2）：113-118.

［24］ Dan Tarlock. Why There Should Be No Restatement of Environmental Law［J］. Brooklyn Law Review， 2014 （2）： 679.

［25］ 鄭少華，王慧.環境法的定位及其法典化［J］.學術月刊，2020（8）：129-141.

［26］ Jan G Laitos ， Lauren Joseph Wolongevicz. Why Environmental Law Fail［J］. William amp; Mary Environmental Law and Policy Review， 2014 （1）： 1.

［27］ 呂忠梅.論生態文明建設的綜合決策法律機制［J］.中國法學，2014（3）：20-33.

［28］ 封麗霞.“全過程人民民主”的立法之維［J］.法學雜志，2022（6）：72-84，2.

［29］ 姜峰.多數決、多數人暴政與憲法權利：兼議現代立憲主義的基本屬性［J］.法學論壇，2011（1）：103-109.

［30］ 張富利.多數決民主的悖論及其與憲政的張力［J］.東疆學刊，2013（4）：80-86.

［31］ 彭清燕.環境群體性事件司法治理的模式評判與法理創新［J］.法學評論，2013（5）：116-121.

［32］ 王帆宇.環境群體性事件的衰變及其治理模式變革：從“粗放式擺平”到“精細化治理”［J］.中國礦業大學學報（社會科學版），2022（5）：50-65.

［33］ 賈向桐，劉琬舒.人類中心主義與非人類中心主義的重疊共識：析彼得·溫茨的環境協同論［J］.陜西師范大學學報（哲學社會科學版），2022（1）：28-36.

［34］ 史玉成.環境法的法權結構理論［M］.北京：商務印書館，2018：115-120.

［35］ 余彥.環境法的倫理基礎再探析：基于對主流環境倫理觀的評判［J］.求索，2017（10）：138-146.

［36］ 徐國棟.《民法典》之后刑法分則如何再法典化［J］.蘇州大學學報（法學版），2021（1）：1-10.

［37］ 姚建宗.新興權利研究［M］.北京：中國人民大學出版社，2011：89.

［38］ 方印.從“舊三角”到“新三角”：環境信息法權結構變塑論［J］.法學論壇，2020（5）：18-28.

［39］ 曹明德.中國碳排放交易面臨的法律問題和立法建議［J］.法商研究，2021（5）：33-46.

［40］ 汪永福，畢金平.跨省流域生態補償的區域合作法治化［J］.浙江社會科學，2021（3）：66-73，158.

［41］ 肖愛，李峻.流域生態補償關系的法律調整：深層困境與突圍［J］.政治與法律，2013（7）：136-145.

責任編輯：劉伊念

（E-mail：lynsy@ jhun. edu. cn）