第二节 纺织产业节能减排政策制度

节能减排的制度体系研究较为丰富，从依法治理，到发挥市场决定性作用，再到价值观念转变形成自愿性减排降污，不同的政策工具在实现节能减排方面能够发挥不同的功效。已有不少研究将纠正环境外部性问题的制度类型划分为两类，例如爱斯基兰和吉梅尼斯（Eskeland &Jimenez,1991）等，他们划分为命令—控制制度工具和基于市场的经济激励制度工具两种。同时，也有研究进行三元划分，即命令—控制型政策工具、基于市场的激励型环境政策工具和商业—政府合作型环境政策工具（李挚萍，2005；宋姣姣等，2011）。还有如世界银行的哈密尔顿（1998）将制度和政策手段划分为实施环境法规、利用市场、创建市场、鼓励公众参与等四类。根据国内外研究经验，沈满洪（2012）构建了公民自觉的引领性制度、权衡利弊的选择性制度和别无选择的管制性制度的制度体系。基于上述研究，节能减排制度建设应该构成行政管制性制度、市场激励性制度和公众引导性制度的制度体系。我国纺织产业节能减排的主要制度分类如表2.1所示。

一 引导性制度

（一）引导性制度的定义

引导性制度主要是从道德教化来引导节能减排。李挚萍（2005）、宋姣姣等（2011）认为这是建立在政府、排污企业及广大群众自愿参与实施的基础之上的，属于道德劝告性质的自愿环境管制，而一般不具有强制性的执行要求。例如，政府对节能减排的奖励政策以及各种节能低碳认证制度，后者主要是通过权威机构对经济主体及其产品的节能认证、低碳认证来形成激励制度，鼓励节能减排。波特和范德林（Porter & VanderLinde,1995）提出一个著名假说，即严格且适宜的环境政策干预将引致企业技术创新，最终企业不仅能够实现节能减排目的，还能从中获取超过或完全补偿企业环境治理成本的收益。尼杜默鲁、普哈拉和兰加斯瓦米（Nidumolu,Prahalad & Rangaswami,2009）通过对30多家大型企业的研究发现，可持续发展计划提升了企业的创新激励，较高的环保标准促使企业积极需求增长方式转变和技术升级。传统观点认为，较高的环保标准会通过资本与产业转移方式来降低环境成本，但是实际上节能环保约束促使企业通过结构调整和研究开发等方式来适应新的要求，环保约束在企业的运营方式转变方面起了催化作用。那些环境友好型的企业可以坚持可持续发展战略，进一步降低生产成本和增加收益，并构建长期发展的竞争优势。廖明球（2011）的研究显示，企业要实现节能减排目标，需要同时从技术层面以及运营结构层面进行调整，前者通过技术进步实现节能减排，后者通过产品结构、生产结构、资源使用结构等的调整实现节能减排，通过限制高耗能、高污染工艺环节或设备的应用，进而鼓励绿色低碳工艺的发展。胡芸（2017）等认为，排污权交易等机制将水资源生态成本内化为企业生产成本，形成了“谁使用谁付费”“谁排污谁付费”的资源有偿使用机制，提高了企业的环保意识，积极地寻求新的生产方式降低能源消耗和污染物排放，这种倒逼机制促使企业的生产率和生产方式不断改进。

沈满洪（2016）认为，在教育引导方向上，强化绿色消费理念和“货币选票”意识，特别是可以发挥绿色社团的作用，鼓励绿色社团的组建、支持绿色社团的活动、发挥绿色社团的作用。李挚萍（2005），宋姣姣、王丽萍（2011）认为道德教化一般不具有强制性的执行要求，是建立在政府、排污企业及广大群众自愿参与实施的基础之上的。例如也可以通过权威机构对经济主体及其产品的节能认证、低碳认证来形成激励制度，鼓励节能减排。

（二）引导性制度的类型

非正式规制或社会压力也能使企业变得更环保（达斯古普塔等，Dasgupta et al.,1999；帕高等，Pargal et al.,1997）。这一类节能减排制度，包括企业绿色标识认证体系、企业社会责任与环保意识、企业产品标准、质量、安全自我声明和监督制度、股东选票等，以及消费者环保意识、公众参与监督、社会道德规劝以及社会信用体系等。该制度的核心是将企业的节能减排行为与企业的社会声誉、产品品牌（节能低碳环保产品认证）以及市场信用（在行政审批、融资授信、资质评定、政府采购等方面享受的优惠或资格）等价值环节联系起来，以此约束企业的行为，促进企业节能减排活动。例如，实施了环境标志制度，纺织品的生产和使用过程就不会产生或很少产生污染环境的物质，从而减轻社会治理环境污染的负担。

（三）引导性制度的效应

实际上，与其他规制手段（选择性制度、强制性制度）一样，引导性制度也很重要[科恩（Cohen）,1999；布莱克曼（Blackman）,2007]。帕高等（1997）认为，当正式规制措施不足时，受环境污染影响的社会群体可以通过与当地企业的谈判来减少排污，这就是一种非正式规制。例如，自愿污染控制协议是一种环境规制措施，它可以节约相应的管理成本、法律执行成本等[塞格松和米契利（Segerson and Miceli）,1998；吴和巴布克科（Wu and Babcock）,1999；布莱克曼和西斯托（Blackman and Sisto）,2005]。一些研究表明，促使企业更环保的因素包括当地居民的收入、受教育程度、受污染程度以及企业对当地经济的重要性、污染可见程度等[朱莉等（Julie et al.）,2003；加西亚（Garcia et al.）,2008]。另外，还有一些研究发现，产业的市场结构也会对企业的环保合规性产生影响。企业的排污行为会由于来自内部、外部的压力而改变（朱莉等，2003；加西亚等，2008）。有案例表明，一些公司会自愿采取环保举措，因为投资者和消费者会施加压力[卡纳和安东（Khanna and Anton）,2002；布莱克曼，2010]。在环境规制中，政府规制者、股东以及市场压力等都可能给企业形成压力，要求其提高环保绩效[布莱克曼，2010；达斯古普塔（Dasgupta et al.）,2010；格林斯顿（Greenstone），李斯特和西弗森（List and Syverson）,2012]。

张学刚、侯文杰（2007），张学刚、王玉婧（2010）等认为，企业自愿形成一种环境约束是一种非正式制度。它的最大特点是非强制性，企业由被动的节能减排治理转向主动的节能减排治理，节约了大量的政府规制成本。这一制度降低了交易费用，在提升环境质量方面优势明显。与其他制度相比，自愿型制度有其优势。正如沈满洪、何灵巧（2001）所述，在不同的环境治理政策工具中，当管理成本较低而交易成本较高的情况下，可以选择“庇古手段”，通过税收来达到节能减排目的；反之，则适合运用自愿协商手段与排污权交易手段来达到治理环境目标。鲍莫尔、奥茨（2003）也论证，当不同企业的边际节能减排成本存在显著差异化时，采用对不同企业设定同一节能减排标准的管制型工具与对不同企业按统一税费率征收排污费税或排污权交易等市场激励型工具相比，总的节能减排成本削减要大得多。因此，市场交易制度和企业自愿约束型制度在节能减排治理中具有一些特定优势。

二 选择性制度

（一）选择性制度的定义

选择性制度就是通过主体的经济选择来实现节能减排。沈满洪（2016）认为，选择性制度包括：基于“科斯定理”实施有效的环境产权交易制度（和基于“庇古税”理论实施有效的生态环境财税制度。该制度基于市场激励理论，它的理论基础来自科斯（1960）的《社会成本问题》，科斯提出，只要产权清晰，且交易成本为零，利用市场交易机制可以解决节能减排问题。交易制度将环境资源产品市场化，通过供需双方自愿交易可以解决排污造成的社会成本与私人成本分离以及社会收益与私人收益分离的问题。在科斯的启发下，排污权交易制度、水权交易制度、碳权交易制度、生态有偿服务制度（PES）等纷纷发展起来（Pagiola 等，2002;Engel等，2008；魏楚、沈满洪，2011）。政府也通过税收减免、科技创新奖励、科研课题项目补助等支持企业节能减排技术开发与吸收应用（金梁，2017）。罗俊杰等（2012）、刘霞玲等（2012）、刘霞玲等（2013）认为，积极有效的财政补贴政策（政府投资、政府采购、转移支付等）对于那些小规模企业的节能减排技术改造非常重要，它减轻了它们的资金投入压力和风险承担能力，具有明显效果。刘明娟（2015）认为，促进节能环保产业与纺织产业耦合发展意义重大，而关键是通过税收优惠、财政奖励、低息贷款、国家拨款、政府采购等财政和货币政策，引导其健康稳定发展。2014年，国家发展改革委、财政部、工业和信息化部、国家能源局、国家质检总局、国家标准委联合发布《关于印发能效“领跑者”制度实施方案的通知》（发改环资〔2014〕3001号），要求建立能效“领跑者”制度，该制度也是一种财政激励制度。对于入围省高耗能行业能效“领跑者”目录的，政府可给予企业一定的政策倾斜，可优先推荐申报国家和省节能专项资金项目。

（二）选择性制度种类

选择性的第一种类型就是政府利用产业政策、补偿制度、财税制度来影响企业的节能减排行为，达到环境治理目标。它的一个形成原因是市场治理并非完美，也存在市场失灵的情形。很多企业处于成长阶段，其不足以用资金、技术解决节能排污问题，政府的适当干预既能减缓企业节能减排的压力，保持经济稳定增长，又能激励企业转型升级，提升发展质量。庇古（1920）在其《福利经济学》中就提出通过税收（也被称为庇古税，“Pigovian taxes”）解决此类问题。通过政府对排污主体收费或征税来构建私人边际成本与社会边际成本的联结，以此控制能耗和排污问题。

1979年我国发布《中华人民共和国环境保护法（试行）》、2003年国务院公布《排污费征收使用管理条例》，它们确立了排污收费制度。在纺织产业方面，收取高额排污费、设置排污标准和其他行政手段（拉闸限电）来强制企业节能减排，这些规制措施在许多地方被采用。1979年《中华人民共和国环境保护法（试行）》正式确立了排污费制度；2003年国务院公布的《排污费征收使用管理条例》对排污费征收、使用的管理作了规定。其中，2003年至2015年，全国累计征收排污费2115.99亿元，废气排污费占比82.85%；污水排污费占比6.97%；噪声排污费占比9.98%；固体废物排污费占比0.2%。排污收费制度是典型的管控型制度，不过，其收费标准、收费量常常受到地方政府干预的影响而发生变化。赵昌文、许召元、朱鸿鸣（2015）通过实地调研，发现大多数企业认为排污成本在营业收入占比较小。这就让高污染企业有动机通过“合法排污”换取企业经济效益的增长。

其后，我国又制定了一系列政策干预：（1）国家通过公布《产业结构调整指导目录》《外商投资产业指导目录》《鼓励进口技术和产品目录》《“十二五”节能减排综合性工作方案》等，准确定位化纤工业的鼓励和限制领域，引导产业发展方向；（2）利用产业政策对符合条件的纺织化纤重点工程建设予以支持，对其建设技术中心、工程中心、重点实验室等技术创新平台给予财税、金融等有关优惠政策支持，对于化纤企业的技术改造与业务流程升级给予支持；（3）政府利用资产重组增值税、所得税的相关优惠政策，鼓励企业兼并重组淘汰落后产能；（4）通过排污费返还、税收减免、科技创新奖励、印发环保企业专用标签等方式对企业节能减排进行支持，诱发企业技术创新。政府通过科技人才引进补助、科研课题项目补助等支持企业节能减排技术开发、吸收应用。

选择性制度的另一种类型就是市场交易型制度。依据一些学者的观点，环境污染问题主要由市场失灵引起，根据科斯定理，只要交易成本为零并且环境资源产权清晰，就可以通过构建“环境市场”解决排污问题[卡纶和托马斯（Callan & Thomas）,2006]。以市场激励为主的节能环保手段包括构建碳排放权交易制度、用能权交易制度、排污权交易制度、环境税费等机制（沈满洪，赵丽秋，2005；沈满洪，2009；陈庆能，沈满洪，2009；赵玉民，朱方明等，2009；江珂，卢现祥，2011）。沈满洪（2009）认为，在我国一些省份，例如浙江省建立排污权交易的大多数条件已经基本具备，通过制度创新和科技创新可以实现节能减排市场化治理。2006年杭州市政府发布《杭州市主要污染物排放权交易管理办法》; 2007年嘉兴市政府发布《嘉兴市主要污染物排污权交易办法（试行）》,2008年绍兴市政府发布《绍兴市区排污权有偿使用和交易实施办法（试行）》。2008年桐乡市率先启动排污权交易制度，管住企业排污源头。企业新建、改建、扩建项目的排污权都需要到市场上“购买”。为了平衡经济发展与环保之间冲突，在一些地区的纺织产业节能减排制度中，排污权交易制度还融合总量控制。例如，浙江省绍兴市的纺织产业就施行总量替代制度，总量替代制度对企业新增加的排污指标进行了严格控制，排污权交易一次，排污总量就削减一次。如果是落后产能必须淘汰，无法获得新增排污指标，新增排污指标必须是新生产线增加的排污。近年来，绍兴市对建设项目的审批趋于严格，排污权交易价格也越来越高。在国务院发布的《“十三五”节能减排综合工作方案》中，要求建立和完善节能减排市场化机制[1]，包括用能权、排污权、碳排放权交易机制等，要求开展用能权交易试点，扩大排污权交易试点范围，发展跨区域排污权交易市场。

（三）选择性制度的效应

从经济学角度而言，每个“经济人”都是在有限资源约束下做出决策，选择最大化自身利益的经济行为。但是，在经济社会中，经济主体的行为往往会产生“溢出效应”，对其他经济主体产生影响，这就是所谓的外部性问题[布坎南和斯塔布尔滨（Buchanan &Stubblebine）,1962]。节能减排问题就源自企业生产经营行为产生的外部性，单个企业对能源的消耗以及对环境的污染会对其他经济主体产生负面影响。纺织产业是高碳产业，在运行过程中消耗大量的能源，包括煤、电等，并产生诸多排放物，进而会对其他经济主体产生影响。

纠正外部性问题的一个重要措施就是建立制度体系来规范和约束经济主体的经营行为，将外部性问题内部化，实现行为主体的成本与收益之间的匹配（Jaeger,2012）。不少学者认为，政府应当且有必要通过在一定范围内的税率调节和财政补贴政策引导企业的生产行为，特别是在低碳技术创新与生产应用、低碳产品研发等方面的补贴上（李白冰，1995；鲁文龙，陈宏民，2003）。马斯格雷夫（2003）从公共产品提供理论观点，提出一定的政府补贴对企业生产和提供公共环境物品非常有必要，且合理。哈钦森、肯尼迪和马丁内斯（Hutchinson,Kennedy,Martinez,2010）的研究表明，一定的政府补贴可以促进企业的生产结构向清洁能源生产结构转变。张国兴、张绪涛、程素杰等（2013）从信息的不对称性和不完全性角度，研究了节能减排补贴政策的有效性，他们考虑企业与政府之间的博弈，在节能减排实施过程中，企业维持高碳路径以减少低碳投入成本，政府补贴机制可能因为企业的节能减排伪装而失效。张国兴、张绪涛、程素杰等（2013）强调企业进行节能减排、申请补贴的环节中，一定要制定并公布详细而明确的减排、补贴标准，杜绝信息模糊空间的存在；另一方面即是在补贴审核过程中，由具有行业从业经验的专业人士参与，以解决政府人员信息不完全的问题；还可以通过企业之间竞争性，鼓励企业互相监督。张国兴、张绪涛、汪应洛等（2014）认为，有效的财政补贴将能够很好地规范、引导和调节企业的节能减排行为，使之朝着有利于整个社会环境改善和经济效益提高方面发展，实现政府的宏观调控意图和发展战略目标。也有一些研究批评“庇古税”，认为它没有考虑到私人产权问题[奈伊（Nye）,2008；巴尼特和扬德尔（Barnett & Yandle）,2009]。周志波、张卫国（2015）研究了我国资源税制度演化，提出我国资源税改革应当：坚持从价计征；按照租税分流的原则，建立权利使用金制度和资源超额利润税制度；推动资源税立法进程，降低“政府俘获”风险；配套完善地方税体系改革，明确资源税在分税制财税体制中的地位。

总体来看，已有研究强调了产业补贴政策等的重要性，但对于它与其他政策制度的关系、地位未作详细探讨，未能明确节能减排各种政策中的主辅政策安排。由于各种政策之间存在交叉效应，各有利弊，应进一步明确其相互关系及耦合机制，最大限度发挥政策组合效用。另外，现有研究主要集中于政府补贴、税收优惠的合理性探讨，而较少涉及其实施障碍（如信息不完全性、道德风险问题等），关于补贴支持类型、时机及退出机制等也未做深入研究。

选择性制度的另一类就是市场交易制度，它的理论基础来自科斯（1960）的《社会成本问题》，科斯提出，只要产权清晰，且交易成本为零，利用市场交易机制可以解决节能减排问题。交易制度将环境资源产品市场化，通过供需双方自愿交易可以解决排污造成的社会成本与私人成本分离以及社会收益与私人收益分离的问题。在Coase的启发下，排污权交易制度、水权交易制度、碳权交易制度、生态有偿服务制度（PES）等纷纷发展起来（Pagiola 等，2002; Engel 等，2008；魏楚，沈满洪，2011）。但这一交易制度在实施过程中也会遇到很多困难。例如，在缺乏政府干预的条件下，行为主体之间可能形成串谋，致使交易机制失灵[马尔尼（Marney）,1971；瓦里安（Varian）,1994]。

在20世纪80年代以前，包括发达国家在内的大部分国家和地区采用的主要是发放许可证、颁布环境标准和禁令等命令—管控型制度工具（肖璐，2007）。哈恩和斯塔文斯（Hahn & Stavins,1991）认为，这一政策工具的选择逻辑是政府作为公共资源的拥有者和管理者，它应决定污染者遵循的排放标准、技术标准等规则。不过，一些经济学家认为命令—管控型制度工具存在许多缺陷，它忽视了成本，迫使每个企业承担相同的污染控制负担，而不考虑企业之间的成本差别（郭朝先，2007）。另外，它过分关注终端控制措施，而挫伤了企业采用预防污染的措施和发明清污技术的积极性，激励机制不够。最后，政府的过度规制，容易导致沉重的财政负担和寻租行为，造成资源浪费。

在20世纪80年代以后，发达国家越来越多地采用基于市场的经济激励工具纠正外部性问题。例如，欧洲国家已越来越多地采用环境税手段，而美国越来越多地采用可交易的许可证制度[摩根斯特（Morgenstern）,1995]。从制度体系的发展趋势来看，行政管控型制度在逐渐弱化，而市场激励制度、产业政策干预型制度在逐渐扩展（OECD,2001；张学刚，2009）。不过，由于信息不完全、价值计量困难、不确定性因素、交易主体可能存在的串谋行为等问题的影响，纯粹的市场政策工具也不完美，可能出现市场失灵[瓦里安（Varian）,1994等]。

沈满洪、谢慧明、周楠（2013）总结了排污权制度改革的“浙江模式”：一是实施总量控制，通过总量控制，使得排污权成为稀缺资源，促进排污权有偿使用与交易。同时对现有排污单位和新建、改建、扩建项目，在排污权有偿使用和交易上实行差别化的政策，推进现有排污企业通过有偿使用获得排污权，而新建、改建、扩建项目一般通过排污权交易取得排污权。二是以监测技术为基础。三是以体制创新为推力。四是以市场定价为导向。通过政府、市场和社会机制的耦合促进排污权制度不断推广发展。另外，社会资本参与的第三方治理、节能服务公司发展也属于市场激励机制。

三 强制性制度

（一）强制性制度的定义

节能减排制度的另一类型是强制性制度，也就是通过法律、行政命令来直接控制节能减排。该制度带有行政管制特征，即政府部门通过法律和行政命令直接限制能耗与排污，强制降低能耗、减少排污量，它是政府通过收费或税收的形式进行干预的一种制度形式。植草益（1992）将管制定义为依据一定的规则采取限制特定社会个人和经济主体活动的行为。管制性制度是政府针对市场失灵而设置的干预环境经济的一种方式，其功能是针对进入壁垒、外部性和内在性而起作用。国家制定、颁布并实施一系列的法律法规，规定污染者遵守限排目标、排放标准和技术标准，建立起生态环境破坏者因造成环境损害而接受相应惩罚的法律责任制度（Perman,2002）。通过权利的实施或义务的履行解决部分生态问题和环境矛盾（Tietenberg,2008）。同时，政府倾向于设定统一标准限制企业污染行为的发生，一视同仁对待所有利益主体，是一种公正的制度体现。然而，威廉森（Williamson,1981）指出，交易成本的存在决定了管制性制度的决策和实施成本是非常昂贵的，往往会带来经济上的无效率。因此，政府的过度规制，容易导致沉重的财政负担和寻租行为，造成资源浪费。

已有的研究对于管制性制度的实施效果评价意见不一。Jorgenson（1990）、Lanoie（2008）等认为管制性制度的实施导致生产率和利润率的下降，给产业绩效带来不利影响。颉茂华（2014）研究了环境规制、技术创新与企业经营绩效，环境规制制度导致企业大幅增加污染治理投入，对企业的经营绩效产生不利影响。徐文英（2014）认为，政府部门公布的节能减排标准相当严厉，由于新标准的执行，浙江、江苏、广东等地区的许多印染企业和羊毛洗毛企业关停或迁移。例如，2010年江苏省关停72家印染企业，数量占全国三分之一。为了完成2010年度淘汰落后产能任务，江苏省政府将列入国家和省级淘汰计划（工信部下达落后产能淘汰任务）的142家企业的落后产能全部关停。格尼茨和鲁斯蒂奇尼（Gneezy & Rustichini,2000）的研究显示，环境税与治理绩效呈现“W”形，只有对企业的奖励或处罚足够时，环境质量才能得到明显提升。而中等环境税则由于潜在的挤出效应，而可能无法有效诱导企业大幅减少污染排放，这一后果是比实施较低的环境税更不利于环境保护。一些研究还发现，工业企业可能由于使用廉价生产设备或是延迟生产设备的更新而获得成本优势，进而通过低价竞争扩张销售和市场份额。企业在保持生产成本优势与使用低碳、低污染设备或工艺之间做出权衡。节能减排政策对企业的环保努力的影响并不具备“单调的线性关系”。张成等（2011）利用1998—2007年中国30个省份的工业部门进行了检验，发现环境规制强度和企业生产技术进步之间呈现“U”形关系。而张艳磊等（2015）的研究发现，部分污染企业中间存在“以污染换增长”的现象，且这些企业通过缴纳排污费来逃避其保护生态环境的责任。挤出效应的存在有着重要影响，它改变了人们对以新古典经济学标准模型为基础设计环境保护政策的看法，从更全面、深层次视角考察环境政策。

政府的节能减排政策需要做进一步优化设计，才能促进低碳绿色发展。李红杰等（2011）认为，我国现有的纺织化纤节能减排标准体系（包括有色纤维系列标准、阳离子染料改性涤纶系列标准、再生涤纶纤维系列标准等）较为完善，对纺织产业中主要纺织产品的资源消耗及综合利用标准做了明确规定，起到了促进产业持续健康发展、引导产品消费的重要作用。这些被淘汰的企业，有的生产工艺装备未达到现行国家相关行业标准（孙彬，2010）。在工信部公布的《印染行业准入条件（2008年）》（在2010年、2017年修订）中，对生产工艺与装备做了明确要求，规范印染项目准入。为了贯彻落实《中华人民共和国节约能源法》《国务院关于加强节能工作的决定》和《国务院关于印发节能减排综合性工作方案的通知》,2008年国家发改委发布的《国家重点推广的低碳技术目录》中（以后多次更新），公布了纺织等9个行业的共50项高效节能技术，包括适用范围、技术条件等。公布目录在于引导企业采用先进的节能新工艺、新技术和新设备，大幅度提高能源利用效率。2016年国务院又发布《关于印发“十三五”节能减排综合工作方案的通知》（国发〔2016〕74号），进一步要求强化节能环保标准约束，严格行业规范、准入管理和节能审查，让环保、能耗、安全等不达标的企业依法依规有序退出市场[2]。新的节能减排标准对许多纺织企业来说，是一个巨大的挑战。

沈满洪（2016）指出，别无选择的强制性制度就是：严格的耕地保护制度、严格的水资源管理制度、严格的水总量控制制度、严格的能源管理制度、严格的环境保护制度（控制废弃物排放的总量）、严格的温室气体控制制度、严格的产业准入制度等。

（二）强制性制度的种类

早在1992年我国就发布并实行了《纺织染整工业水污染物排放标准》，严格控制纺织印染工业废水的排放。2012年，环保部针对该标准做出了进一步更为严格的修订。2013年，环保部颁发《印染企业环境守法导则》，包括各种法规、标准和部门性规章，对纺织印染企业从立项建设到日常管理全过程进行引导，规范印染企业环境管理和污染防治水平。2010年工信部修订《印染行业准入条件》,2011年国家发改委发布《产业结构调整指导目录》，对印染行业的准入条件做出明确要求。2012年，环保部和国家质检总局联合发布修订版的《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB 4287—2012）。2015年，又结合纺织园区实际情况和水污染物间接排放控制的调整需求，发布了《纺织染整工业水污染物排放标准》（GB 4287—2012）的修改版（环保部2015年第19号）[3]。2015年实施的新版《中华人民共和国环境保护法》规定，对环境违法行为按日计罚，采取查封扣押、限制生产、行政拘留等措施。新《环保法》还首次将环境质量与政府干部的考评机制挂钩，强化政府责任和管理。这一系列法案规章实施后，陆续有多家不达标企业被停产整治或限制生产。2016年12月，环保部发布《关于实施工业污染源全面达标排放计划的通知》（环监〔2016〕172号），明确钢铁、火电、水泥、煤炭、造纸、印染、污水处理厂、垃圾焚烧厂等8个行业在2020年底之前达标相应的污染排放计划要求[4]。在我国部分地区，例如河北省进一步建立能源消费总量和单位地区生产总值能耗双重控制，建立节能目标责任制和节能考核评价制度，作为对设区的市、县（市、区）人民政府及其负责人年度考核评价的内容。

（三）强制性制度的效应

张学刚（2009）认为，政府行政管控制度暴露出很多局限性。例如，为了有效地控制各种类型的污染源排放，政府必须了解数以千计的产生污染的产品和活动的控制信息。所需的信息量巨大，且耗费很高。另外，数量控制往往缺乏灵活性和应变性，政策的制定往往是“一刀切”，以牺牲效率换取公平，最后，还缺乏相应的刺激企业自觉控制污染的动力，加大了治理成本。吴绩新、王瑾（2011）将纺织产业节能减排的推动机制分为三类：激励性规制、约束性规制和保障性规制。吴绩新、王瑾（2014）认为，在污染治理中，政府规制政策实施必须具备完全信息、无制度缺陷、不被规制者俘获以及能够动态调整。例如，政府要掌握纺织印染企业污水排放的实际情况，设置专门的机构对纺织印染企业取水、排水情况进行监督，建立管理和数据统计系统，以便制定有效的规制手段。

从制度发展方向来看，行政—管控型制度在逐渐弱化，而市场激励制度、自愿型制度在逐渐扩展（张学刚，2009）。不过，近些年来我国环境保护与污水治理开始大量使用市场调节手段，但是政府管控手段仍部分保留。因为环保治理仍存在市场失灵，特别是在污染治理短期阶段，需要政府行使一定的宏观经济管理职能，通过规制以矫正和改善市场机制内在的问题。那么，无论基于理论或现实角度，政府管控都是必要的。现有大量研究关注的是如何使政府管控既不干预市场机制的有效运行，又避免管控失灵。