行业研究市场分析深度洞察行业分析报告2025INDUSTRY REPORT 2 0 2 5 核聚变电源系统技术路径、半导体开关器件市场机遇与产业链标的分析报告 目目 录录 1.核聚变基础介绍核聚变基础.
2025-11-03
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2025/11/11“反内卷”背景下，石化中下游细分行业盈利或有改善。上游板块具备较高股息率，持续推进增储上产与降本增效。海上油气行业高景气度，业绩稳步增长。3市场行情45资料来源：Wind，国金证券.
2025-11-02
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证券研究报告行业跟踪周报煤炭开采 东吴证券研究所东吴证券研究所 1/10 请务必阅读正文之后的免责声明部分请务必阅读正文之后的免责声明部分 煤炭开采行业跟踪周报 港口库存回落港口库存回落，煤价，煤价持.
2025-11-02
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证券研究报告 行业研究周报 石油加工行业石油加工行业 刘红光 石化行业联席首席分析师 执业编号：S1500525060002 邮箱： 刘奕麟 石化行业分析师 执业编号：S1500524040001 .
2025-11-02
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证券研究报告|行业研究简报 请仔细阅读本报告末页声明请仔细阅读本报告末页声明 gszqdatemark 煤炭开采煤炭开采 印度印度 2026 财年第二季度炼焦煤进口环比增长财年第二季度炼焦煤进口环比增.
2025-11-02
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大炼化周报：PTA产业发展座谈会举办，关注化工行业反内卷推进证券研究报告大化工首席分析师：陈淑娴，CFA执业证书编号：S0600523020004联系方式：石化化工分析师：周少玟执业证书编号：S060.
2025-11-02
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证券研究报告|行业周报 请仔细阅读本报告末页声明请仔细阅读本报告末页声明 gszqdatemark 煤炭开采煤炭开采 蓄力完毕，价格开涨，绩优则股优蓄力完毕，价格开涨，绩优则股优 行情回顾（行情回顾（.
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原油周报：国际油价震荡上升，关注后续OPEC+会议决策证券研究报告请务必阅读正文之后的免责声明部分大化工首席分析师：陈淑娴，CFA执业证书编号：S0600523020004联系方式：石化化工分析师：周.
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本公司具备证券投资咨询业务资格，请务必阅读最后一页免责声明 证券研究报告 1 石化周报 地缘持续扰动，油价震荡 2025 年 11 月 01 日 地缘持续扰动，油价震荡。地缘方面，继上周美国制裁俄罗斯.
2025-11-01
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本公司具备证券投资咨询业务资格，请务必阅读最后一页免责声明 证券研究报告 1 煤炭周报 煤价调整结束，再次进入上行通道 2025 年 11 月 01 日 煤价调整结束，再次进入上行通道。本周港口煤价暂.
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行业及产业 行业研究/行业点评 证券研究报告 电力设备/光伏设备 2025 年 10 月 30 日 光伏供给侧改革取得新进展推动光伏板块大幅上涨 看好 光伏行业点评 相关研究 -证券分析师 马天一 .
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2024现代能源体系指数蓝皮书MODERN ENERGY SYSTEMS INDEX 中国青岛中国科学院青岛生物能源与过程研究所作者与鸣谢项目负责人谢克昌 院士责任编辑田亚峻课题负责人田亚峻 参与单位.
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现代能源体系指数蓝皮书 2023MODERN ENERGY SYSTEMS INDEX 2023常州/中国 中国工程院“推进现代能源体系建设进程评估及发展战略研究”项目组1 前言 022 现代能源体系.
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002全球尺度可持续发展科学监测报告（2025）：地球大数据视角下的十年进展审图号：GS 京（2025）2009 号本报告中的所有数据、信息及影像，允许出于教育或非营利目的以任何形式引用，但须注明来源.
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一一SDGs 十 周 年 特 别 报 告可持续发展目标报告地球大数据支撑中国科学院可持续发展大数据国际研究中心2025年9月审图号：GS 京（2025）1720 号本报告中的所有数据、信息和影像可出于.
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识别风险，发现价值 请务必阅读末页的免责声明 1 1/1616 Table_Page 跟踪分析|环保 证券研究报告 环保行业深度跟踪环保行业深度跟踪“十五五”低碳时代，看好固废、循环再生“十五五”低.
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致谢特别感谢亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia）为本研究提供支持。同 时，感 谢 Harvard China Project on Energy,Economy and Environment 的 Mun Sing HO 博士在 CGE 模型方面的技术指导；感谢清华大学中国环境空气质量标准修订与达标路径研究课题组（张强、耿冠楠、刘洋）、北京大学空气质量标准修订的社会经济影响分析课题组（吴丹、刘利、王彦滢、林寰、金顺林）在研究过程中提供技术支持与学术建议。报告团队张世秋 北京大学环境科学与工程学院教授曹静 清华大学经济管理学院副教授刘庆丰 清华大学经济管理学院博士生环境空气质量标准是空气质量管理体系的核心基础，它既是衡量空气污染程度和健康风险的标尺，也是制定政策和规划措施的重要依据。2012 年，我国修订并发布了环境空气质量标准(GB3095-2012)，首次增设 PM2.5浓度限值，成为我国大气污染防治进程的重要里程碑。此后，国务院先后出台一系列清洁空气行动计划，包括大气污染防治行动计划、打赢蓝天保卫战三年行动计划、空气质量持续改善行动计划，推动我国大气污染物排放大幅削减，显著改善了空气质量并带来可观的健康效益。自 2020 年以来，全国整体 PM2.5年均浓度已连续五年达标，PM2.5达标城市比例突破七成，空气质量水平实现历史性改善。世界卫生组织（World Health Organization,WHO）在 2021 年发布新版全球空气质量指南，对包括 PM2.5在内的多种主要空气污染物的指导值和过渡阶段目标值进行调整，其中将 PM2.5年均浓度指导值由 10g/m3收紧至 5g/m3。随后，美国与欧盟于2024 年先后完成环境空气质量标准修订，分别将 PM2.5年均浓度限值收紧至 9g/m3和10g/m3。相比之下，我国现行 PM2.5限值较为宽松，亟需通过标准修订进一步强化健康导向，推动空气质量持续改善。国务院于 2023 年 11 月发布的空气质量持续改善行动计划明确提出“启动环境空气质量标准及相关技术规范修订研究工作”。这一举措标志着我国环境空气质量标准迈入了修订的前期准备阶段。为响应这一政策动向，亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia,CAA）在 2021 年完成的环境空气质量标准研究（一期）的基础上立项，联合清华大学、北京大学围绕环境空气质量标准修订开展系统研究（二期），旨在为我国的环境空气质量标准修订、以及下一阶段空气质量持续改善提供决策参考和依据。研究共形成以下三份成果报告。中国环境空气质量标准修订达标路径分析提出了环境空气质量标准修订的多个情景，构建了近、中期可达的新标准情景，并建立了“分阶段、分区域”的达标路径，同时评估了达标的协同降碳效益与健康收益。中国环境空气质量标准修订的经济影响评估即本报告，利用可计算一般均衡模型，系统评估了环境空气质量标准修订对宏观经济、产业结构、能源转型和公共健康的影响，并开展了成本效益分析。环境空气质量标准修订国际案例研究梳理和总结了美国和欧盟在最新一轮环境空气质量标准修订方面的做法与管理实践，并进行对比分析。前 言执行摘要.02一、研究背景.03二、研究目标、内容与方法.042.1 研究目标与内容.042.2 研究方法框架.042.3 中国经济环境 CGE 模型.062.4 情景设置和 CGE 模型输入数据.08三、环境空气质量标准修订的经济影响评估结果.143.1 环境空气质量标准修订减排成本的宏观经济影响分析.143.2 环境空气质量标准修订的成本与效益的分析与比较.173.3 小结.20四、政策建议.221.分阶段推进环境空气质量标准升级，或实施分区域达标方案，构建动态调整机制.222.推动产业与能源结构协同转型，强化“减污降碳”协同效应.233.完善成本分担与效益共享制度，兼顾效率与公平.234.立足长期效益导向，平衡短期成本与长期效益.23参考文献.24附 录.25目录标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中执行摘要本研究通过可计算一般均衡（Computable General Equilibrium,CGE）模型，系统评估了中国环境空气质量标准修订对宏观经济、产业结构、能源转型及公共健康的影响。通过对四类标准修订情景（2030 年与 2035 年分别实现PM2.5年均浓度 20 g/m3和 25 g/m3目标）的宏观经济影响的评估以及成本效益分析，为环境空气质量标准的修订与实施提供决策参考。研究结果表明，尽早发布并实施更严格的环境空气质量标准具有更显著的净效益。特别是，情景 S30-20（2030 年 PM2.5年均浓度实现20 g/m3），其 2025-2035 年的累积净效益在四类情景中最高，达 42,530 亿元，分别为情景S35-20（2035 年实现 20 g/m3）的 2.4 倍和情景 S35-25（2035 年实现 25 g/m3）的 3.9 倍。实施更严格的环境空气质量标准短期内会对经济产生一定压力，这主要是因为更严格标准会造成各部门污染减排支出的增加，以及生产性投入的挤出。然而，标准加严不仅会驱动产业结构优化升级，高污染行业（如煤炭、金属制造）产出下降，低污染行业产出有所提升；也会同时驱动能源结构转型，推动电力部门向清洁能源转型，体现为煤电占比下降，清洁能源发电占比增长。尽管健康效益在治理力度较小时表现有限，但随政策力度加大则呈加速增长趋势。总体而言，尽管标准实施的经济成本随标准加严有所上升，但成本增幅显著低于健康效益，因此，环境空气质量标准加严会带来显著的净效益。基于研究结论，建议分区域、分阶段推进标准升级并构建动态调整机制，鼓励部分地区先行示范；优化产业与能源结构，强化重点行业技术升级，加大对煤炭、化工等行业绿色转型支持；通过技术改造补贴、环保设备投资抵税等方式降低企业减排成本压力；建立差异化成本分担与效益共享机制，对减排任务较重的地区和行业给予转移支付；立足长期效益，平衡短期成本与长期效益，通过逐步提高标准严格度、提早实施修订标准、配套分阶段实施策略与成本分担机制以降低短期的经济冲击，最终实现空气质量改善与经济社会可持续发展的双赢。02 标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中一、研究背景作为空气质量管理的核心制度，环境空气质量标准是污染防治政策制定、执法监管及信息公开的基础性框架，并发挥统领作用。环境空气质量标准的制定与动态升级，既是推动空气质量持续改善的关键抓手，也是提升治理现代化水平、促进绿色低碳转型的重要政策杠杆。自 1982 年发布大气环境质量标准以来，我国在 40 年间先后进行了两次重要的修订。其中，2012 年修订形成的环境空气质量标准（GB3095-2012）在完善监测体系、引导清洁能源投资、建立目标责任制等方面成效显著，为后续标准升级和治理深化奠定了坚实的基础。2013至 2021 年我国实现经济发展与污染治理协同推进：SO2、NOx 排放总量从 2000 多万吨降至数百万吨，PM2.5年均浓度下降 56%，城市空气质量显著改善，成为全球空气质量改善最快的国家之一（刘炳江，2022）。然而，随着全国城市从过去的“普遍超标”到如今的“多数达标”，这一转变削弱了现行标准在部分地区的约束性，导致其驱动力显著不足，凸显了标准升级的紧迫性。同时，我国现行标准与国际先进标准的差距也反映出中国在进一步收严环境空气质量标准方面仍具较大提升潜力和空间。所以，适时提高标准限值，既能彰显持续改善环境质量的政策定力，也可通过倒逼机制优化产业与能源结构，为高质量发展及“双碳”目标注入动力。在此背景下，深圳、海南等地率先提出并设定了高于国家标准的空气质量目标，体现了地方政府主动强化环境治理的决心。海南省政府在海南省空气质量持续改善行动实施方案(2024-2025年)中提出力争将 PM2.5年均浓度降至 11 g/m3以下；深圳市则在其 2024 年发布的深圳市空气质量持续改善实施方案中提出 2025 年力争将 PM2.5年均浓度降至 15 g/m3的目标。这些显著严于国家标准的目标，展现了区域先行探索和高标准治理的积极态度。国 际 上，WHO 于 2025 年 3 月 提 出“到2040 年全球空气污染健康风险降低 50%”的目标，为各国治理设立了新的标杆，凸显健康导向在环境治理中的重要性。在此背景下，如何在健康保护与经济发展之间取得平衡，并制定科学可行的限值标准，已成为核心命题。WHO全球空气质量指南确定的指导值需结合社会、经济与技术条件，转化为各国的法定标准（朱彤等，2021）。环境保护必须在成本与效益之间权衡，明确不同标准的经济可行性、最优限值及高效减排路径，并兼顾对宏观经济与“双碳”目标的协同影响。借助成本效益分析等工具，可以量化不同方案的成本与效益，为标准制定等政策决策提供支撑。尽管 2013 年以来空气质量与公众健康显著改善，但随着污染减排进程进入深水区，低浓度污染的健康累积效应、人口老龄化等结构变化，导致同等污染浓度下的健康风险和治理成本上升，也意味着标准升级的长期健康效益更显著。此外，污染治理与“双碳”进程中，受控行业、减排技术及成本均在动态演变，修订过程需充分纳入技术进步对成本的影响，以优化长期净效益。综上，环境空气质量标准修订应结合社会经济形势，深化研究并识别经济有效、兼顾公平的方案，为持续改善空气质量提供有力支撑。03 标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中2.2.研究方法框架2.1.研究目标与内容在制定和修订环境空气质量标准的过程中，如何在环境改善目标与经济可承受能力之间进行权衡，始终是政策制定者和社会公众关注的核心问题。一方面，若标准设定过于宽松，可能难以有效改善空气质量，导致环境健康损害持续累积、治理效力不足；另一方面，若标准提升过快过严，可能会在短期内对重点行业和区域经济造成较大冲击，带来较高的合规成本与转型压力。因此，亟需借助科学工具系统评估不同标准路径下的政策效益与经济成本，提升政策制定的科学性与透明度。成本效益分析是一种通过量化的方式，比较项目或决策的全部成本与预期效益来评估其经济价值并选择最优方案的决策方法。成本效益分析被广泛应用于包括环境政策在内的公共政策评估，旨在帮助决策者权衡公共政策的成本和效益、说明和验证环境政策干预或者调整的经济合理性。其核心原理是通过货币化的方式，衡量项目的总成本（包括直接与间接成本）与总效益（包括经济效益、社会效益、环境效益），并以净现值（Net Present Value,NPV）或效益成本比（Benefit Cost Ratio,BCR）的方式为决策的判断依据。若NPV0 或 BCR1，则表明该政策或者项目具有经济可行性与合理性。大量针对清洁空气政策和空气质量标准的经济分析表明，其带来的健康效益通常是标准实施总效益中最重要的组成部分，而健康效益改善又主要来自于 PM2.5长期暴露水平的降低，特别是死亡风险的降低。本研究所涉及的健康效益主要是针对由于标准修订所带来的过早死亡风险降低所带来的货币化评估结果。标准修订的成本主要包括两方面：一是各类减排和空气质量改善措施的直接成本，如结构调整、节能措施和末端深度治理等；二是因达标措施引发的间接成本，尤其是对宏观经济产生的一系列影响，例如经济增长、产业结构、就业机会和家庭福祉等。如图 2-1 所示，本模型研究由空气质量模块、减排成本模块、健康效益模块、CGE 模型模块四大模块组成。空气质量模块采用嵌套于全球经济中的中国综合评估模型（Global Change Analysis Model-China,GCAM-China）、区 域 化 学 输 送 模 型（Weather and Forecasting Model coupled with the Community Multi-scale Air Quality Modeling 二、研究目标、内容与方法 04 标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-1.环境空气质量标准修订的经济影响评估技术路线图System,WRF-CMAQ）以及基于细分技术的中国未来排放动态评估模型（Dynamic Projection model for Emissions in China,DPEC），可以模拟不同排放路径下中国的环境 PM2.5浓度（Cheng et al.,2023），并对基准情景与不同标准修订情景下的排放路径、各部门减排路径等进行测算。减排成本模块以可量化的工程技术成本或控制方案成本为基础，采用外推方法对提升我国环境空气质量标准所需的减排措施进行直接成本评估。通过分析重点行业和领域主要措施的减排潜力及其对应的直接减排成本，识别不同措施的相对成本效益，并评估各部门的减排工程成本。健康效益模块基于本地化的流行病学模型和货币化的健康效益参数，计算不同标准修订情景下的总健康效应。首先，基于暴露浓度、人口等指标的网格化数据在不同空间尺度上对 PM2.5污染暴露水平改变的健康损益进行加总。再综合环境流行病学等领域的相关研究结论和研究进展，选择 PM2.5长期暴露影响对应的健康终点以及暴露健康效应剂量反应关系，得出最终的健康效应变化总量（以过早死亡人数和患病人数为表征）。最后乘以其单位货币化价值，即统计寿命价值（Value of Statistical Life,VSL）和统计疾病价值（Value of Statistical Illness,VSI），来测算不同标准修订情景的货币化健康效益。CGE 模型模块，即可计算一般均衡模型（Computable General Equilibrium,CGE）模块，通过构建包含多个细分行业部门的动态可计算一般均衡模型，根据不同的政策情景以及相应的各部门减排路径以及减排成本模块测算的工程成本作为输入，模拟和评估在不同标准修订情景下的经济成本。通过比较不同情景下的国内生产总值（Gross Domestic Product,GDP）、各部门产出、能源结构等指标，分析不同标准修订情景的宏观经济影响与减排综合成本。通过整合健康效益模块测算的货币化健康效益与 CGE 模型模块估算的减排综合成本，比较不同标准修订方案的净效益，从而识别兼顾环境改善与经济可行性的最优减排路径，为政策制定者提供科学决策依据。空气质量模块空气标准修订情景下减排路径GCAM-ChinaWRF-CMAQDPECCGE 模型模块基准情景 vs.标准修订情景（GDP，部门产生，能源结构）44 个生产部门家庭政府各情景、各部门减排路径不同情景货币化 健康效益不同空间尺度上对PM2.5污染暴露水平暴露健康效应剂量反应VSL 和 VSI健康效益模块减排工程成本重点领域减排措施盘点末端技术措施结构调整措施减排成本模块减排健康效益减排总成本各部门减排工程成本费用-效益分析 05 二、研究目标、内容与方法标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中CGE 模型是根据一般均衡理论建立起来的一类涵盖多部门、多区域、多要素的反映所有市场活动的数量化经济模型。通过模拟商品与生产要素（如劳动力、资本和自然资源）在生产者与家庭之间的流动，来评估政策变化或外生经济冲击对经济总量及结构的影响。在模型中，家庭拥有并供给生产要素以换取工资和其他收入，企业则结合这些要素与中间投入品生产商品和服务，并面向国内外市场销售。CGE 模型能够捕捉因价格变化引发的企业成本最小化行为、家庭消费效用最大化行为、劳动投入与其他要素的替代以及跨行业一般均衡影响，从而再现经济系统在外部冲击下的均衡重构。在本研究中，构建了动态一般均衡的中国CGE 模型，用于评估环境空气质量标准修订的一般均衡成本。成本估算主要包括两类：一是直接成本，即结构调整、节能措施和末端治理等各类减排与空气质量改善措施成本，可通过工程技术或控制成本参数以及调研获取；二是间接成本，即达标措施对宏观经济产生的联动影响，如经济增长、产业结构、就业和家庭福祉的变化，可通过 CGE 模型模拟获得。CGE 模型的综合模拟，不仅可以模拟直接成本带来的行业冲击，还可以评估经济系统内一般均衡带来的间接成本，从而能够系统量化标准修订的整体经济影响，为政策制定提供科学依据。在成本测算完成后，本研究将相关成本与标准修订带来的效益进行对比，以开展成本效益分析。效益部分主要体现为 PM2.5长期暴露水平下降所带来的过早死亡风险减少，并通过公共健康模型进行货币化评估，以衡量其健康效益。本报告所使用的动态一般均衡的中国经济环境 CGE 模型是包含了 44 个部门的动态递归经济增长模型。其中电力部门进一步细分了七种不同的发电技术。CGE 模型中 44 部门名称和基准年份（2024 年）的生产总值详见附表 1。经济增长是由投资、人口增长、全要素生产率增长和劳动力质量变化驱动的。该模型由生产部门、家庭部门、政府部门、投资与资本账户、对外部门五个主要模块组成。模型中的外生变量包括总人口、劳动人口、储蓄率、股息支付率、政府税收和赤字、贸易商品价格、经常项目赤字、生产率增长率、资本和劳动力质量改善率以及劳动力参与率。我们对这些外生驱动因素的假设详见相关研究(Cao et al.,2020;Cao et al.,2019;Cao et al.,2023)。模型基于最新的投入产出表（2018 年版）并结合各统计年鉴披露的宏观经济数据构建了 2018年的社会核算矩阵（Social Accounting Matrix,SAM）。生产模块生产模块共包含 44 个部门。每个部门都使用规模回报不变的常替代弹性生产函数(Constant Elasticity of Substitution,CES)来模拟投入与产出之间的关系，以反映企业在面对投入要素价格变动时，在一定范围内调整不同投入要素使用比例的生产决策行为。模型以层级决策结构模拟企业行为，生产部门的产出由资本、劳动、土地、能源、以及中间品投入决定，其嵌套结构如图 2-2 所示。其首层决策为在“增加值与能源的组合”与“非能源中间投入品”之间做出选择，反映两者间替代能力的替代弹性为 QI。其后，“增加值与能源的组合”是和“能源”的 CES 函数，两者间的替代弹性为 VE。在最底层，“增加值”为资本、劳动力和土地这三个主要因素的 CES 函数，“能源”为煤炭、石油、天然气、石油炼制和煤炭产品、电力和天然产品的 CES 函数；“非能源中间投入2.3.中国经济环境 CGE 模型 06 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-2.生产部门生产结构（除电力部门外）注：QI 代表部门总产出；VE 代表增加值 VA 和能源类产品 E 的组合；M 代表 27 个非能源投入品；代表 CES 生产函数替代弹性。QIQI=.15M=1VEVE=.5VAVAEE=.5非能源中间投入品资本劳动 土地 煤 石油天然气提炼产品电力天然气产品品”为 27 个非能源投入品的 CES 函数，替代弹性为 1。各行业生产要素间的替代弹性系数来自GTAP(Global Trade Analysis Project)模型。研究基于财政部和税务总局的全国税收调查数据来估计中间投入品的生产函数和替代弹性。环境空气质量标准的提升还依赖于电力行业在碳中和进程中的深度转型。本研究将电力行业细分为七类发电技术，以表征从煤电向可再生能源的结构性变化，其生产结构如图 2-3 所示。在顶层，电力产出由输配电和发电构成；在第二层，发电进一步分为基荷电源和非基荷电源。基荷电源包括燃煤、燃气、核能、水电、其他常规能源（如燃油、生物质能、地热等），以及燃煤和燃气碳捕集与封存（Carbon Capture and Storage,CCS）技术；非基荷电源则对应可再生能源发电，即风电与光伏。替代弹性系数的设定参考 Wing et al.(2011)和 Paltsev et al.(2005)。家庭模块在消费方面，家庭部门的消费总需求函数是由不同部门产品的需求加总得出的，总消费支出被图 2-3.电力部门生产结构电力产出ED=0.7发电单位GE=1非基站发电RE=4基站发电BL=4中间品m=1电力运输增加值（能源）VE=.5风力太阳能燃煤燃气核能水力其他燃煤-CCS燃气-CCS 07 二、研究目标、内容与方法标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中用于购买模型中各部门的产品。家庭的消费支出分为四个一级类别，分别为食物支出，产品支出，服务支出和住房支出，各一级类别下细分二级类别需求函数参照 Hu et al.(2019)的家庭消费调查数据估算所得。在收入方面，家庭通过提供劳动力以获得工资收入，并且拥有一定比例的资本份额从而获得分红收入，并且还会接受政府的转移性收入。政府模块政府作为经济运行中的主体，通过征税、补贴、转移支付、购买产品等方式进行社会资源的再分配。政府的收入来自不同种类的税收，包括直接对资本、劳动、产出、消费征税，以及征收增值税、关税、资源税、环境税等。在研究设定中，政府还会通过碳定价的方式进行温室气体治理，这部分收入会在税收中性的基础上对其他税种税率进行减免。政府支出包括购买产品、对家庭部门转移支付、补贴、以及支付国外部门的利息，政府部门还会支付 CCS 的费用。政府赤字通过增加公共债券的方式达到收支平衡。进出口部门进出口部门主要通过贸易流动、价格机制和国际收支平衡来刻画中国经济与全球经济的联系。在贸易结构上，模型采用“Armington 假设”处理进口与国内商品的关系，即进口商品与国内生产的同类商品存在不完全替代性，总国内供给通过 CES 函数整合国内供给量与进口量，替代弹性决定了两者在价格变动时的替代能力。对于出口，国内商品通过常转换弹性函数（Constant Elasticity of Transformation,CET）在国内市场销量与出口量之间进行分配，其分配比例取决于国内价格与经出口补贴调整后的国际价格的相对变动。.2.4.情景设置和 CGE 模型输入数据基准情景设定基 准 情 景 是 维 持 现 有 PM2.5标 准（年 均35 g/m3）的情景，其排放活动以基准年份的排放水平为参照，假定其保持恒定不变。模型的基准情景（BAU）的经济增速、能源结构、人口规模等核心参数基于多方权威数据。GDP 增速参考 World Bank 预测数据及国务院发展研究中心何建武团队等国内外多方的研究成果，能源消费量与结构依据国际能源署（International Energy Agency,IEA）世界能源展望进行系统校准。如图 2-4 所示，GDP 增速呈现阶梯式放缓趋势，从 2024 年的 5%稳步降至 2035 年的 3.6%，体现经济增长从高速向高质量发展的转型态势。图2-5 展示了基准情景下 2025-2035 年行业产出年均增长率，各行业产出增长呈现显著分化特征。其中，传统农业、煤炭开采业、其它制造业等高耗能、低附加值的传统行业在经济结构调整与绿色发展要求下，增长动能逐渐减弱；而新兴产业与现代服务业展现出强劲的增长活力。标准修订情景设定本研究以 2024 年为基准年，根据当年实际PM2.5污染暴露水平构建现实情景作为分析基准。根据未来可能的空气质量改善路径，设定了 2030年与 2035 年分别实现 PM2.5年均浓度 20 g/m3和 25 g/m3目标的四类达标情景，具体为：情景 08 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-4.基准情景各年 GDP 增长率2024 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 2032 2033 2034 20356%5%4%3%2%1%0S35-25（2035 年实现 PM2.5浓度 25 g/m3）、情景S35-20（2035年实现PM2.5浓度20 g/m3）、情景S30-25（2030年实现PM2.5浓度25 g/m3）、情景S30-20（2030年实现PM2.5浓度20 g/m3）。四类标准修订情景如表 2-1 所示。不同情景下各年份 PM2.5年均浓度水平如图 2-6 所 示。基 准 情 景 中，2024 至 2035 年间 PM2.5年均浓度稳定维持在 29.25 g/m3 的基准水平。情景 S35-25 中，PM2.5年均浓度自2025 年起逐步下降，至 2035 年达到 25 g/m3的标准修订目标。情景 S30-25 中，PM2.5年均浓度同样从 2025 年逐渐降低且改善速度相较情景 S35-25 更 快，于 2030 年 达 到 25 g/m3的标准修订目标，并在后续年份假设没有更为严格的政策从而维持该浓度水平。情景 S35-20 的浓度变化路径在 2030 年前与情景 S30-25 较为相似，2030 年 PM2.5年均浓度达到 25 g/m3，并随后持续改善至 2035 年实现 20 g/m3的目标。情景 S30-20 为最严格的标准修订情景，该情景下 2030 年即实现 PM2.5年均浓度 20 g/m3 的空气质量目标，之后假设没有其他政策措施并维持该浓度水平。通过对比各标准修订情景与基准情景，本研究分析了标准修订情景的宏观经济影响，包括GDP、分部门产出、电力部门能源结构等方面；结合标准实施所带来的健康效益，分析和比较了不同表 2-1.环境空气质量标准修订的相关情景设计情景类型情景设定基准情景继续实施现行环境空气质量标准（PM2.5年均浓度限值 35 g/m3）标准修订情景情景 S35-25：PM2.5年均浓度在 2035 年实现 25 g/m3情景 S35-20：PM2.5年均浓度在 2035 年实现 20 g/m3情景 S30-25：PM2.5年均浓度在 2030 年实现 25 g/m3情景 S30-20：PM2.5年均浓度在 2030 年实现 20 g/m3 09 二、研究目标、内容与方法标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-5.基准情景下 2025-2035 年行业产出年均增长率公共行政和社会组织其他服务卫生和社会服务教育节水、环境保护租赁、商业、专业服务房地产金融软件；信息技术服务互联网及相关服务电信；广播酒店和餐馆其他运输、仓储航空运输公路运输批发和零售建筑水利公用事业燃气公用事业电力、蒸汽和热水其他制造、废物、维修其他电子产品和仪器通信设备计算机、电子元件电机运输设备机械金属产品原生金属非金属矿产品化学石油、焦炭、其他燃料纸张和印刷锯木厂和家具纺织、服装、皮革食品和烟草非能源开采天然气开采石油开采煤炭开采其他农业畜牧业林业农业-2%-4%4%6%8 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-6.不同标准修订情景下 PM2.5年均浓度路径（单位：g/m3）基准情景S35-25S35-20S30-25S30-20202420252026202720282029203020312032203320342035302520151050标准修订情景下的成本与健康效益以及净效益，以期为当前标准修订和实施提供政策评估参考。标准修订情景主要部门 PM2.5一次排放路径基于空气质量模块对不同标准修订情景下的各部门 PM2.5排放路径进行测算。基准情景排放路径以基准年份的排放水平为参照，假定其排放水平在 2025-2035 年间保持恒定不变。电力部门 PM2.5一次排放量为 35.1 万吨，金属制造部门 PM2.5一次排放量为 90.8 万吨，煤炭部门 PM2.5一次排放量为 35.5 万吨，非金属制造部门 PM2.5一次排放量为 48.1 万吨，其他工业部门 PM2.5一次排放量为 89.8 万吨，交通部门 PM2.5一次排放量为 35.5万吨，化工部门 PM2.5一次排放量为 24.5 万吨。四类环境空气质量标准修订情景下的主要部门 PM2.5大气污染排放路径如图 2-7 所示。在各标准修订情景中，为实现空气质量改善的目标，各部门 PM2.5一次排放量均呈逐步下降趋势。其中，情景 S35-25 设定 2035 年实现 PM2.5年均浓度 25 g/m3的目标，其各部门 PM2.5一次排放量降幅最为平缓，排放曲线在十年间保持相对温和的下降斜率；情景 S30-25 将达标期限提前至 2030 年，该情景下各部门排放水平在 2025 至2030 年间降低速度显著快于 S35-25 情景，在2030 年达到与情景 S35-25 在 2035 年实现的排放水平，且 2030 年后不再采取其他减排措施，排放水平维持稳定。情景 S30-20 作为四类情景 11 二、研究目标、内容与方法标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 2-7.不同标准修订情景下主要部门 PM2.5排放路径（单位：万吨）S35-25400350300250200150100500202420252026202720282029203020312032203320342035S35-20400350300250200150100500202420252026202720282029203020312032203320342035S30-20400350300250200150100500202420252026202720282029203020312032203320342035S30-25400350300250200150100500202420252026202720282029203020312032203320342035电力部门金属制造煤炭开采非金属制造其他工业行业交通部门化工中要求最严格的标准修订情景，其各部门 PM2.5一次排放水平的降低幅度和速度在四类情景中最为突出。2025-2030 年间通过高强度减排以实现2030 年排放水平降至与情景 S35-20 在 2035 年实现的排放水平一致，并且 2030 年后同样不再新增减排措施，保持排放稳定。部门减排工程成本测算核心部门的大气污染治理的直接成本（工程成本）来自减排成本模块。该模块采用自下而上的估算思路，系统梳理重点行业/领域大气污染治理的现有及潜在的全部可行措施，量化其减排潜力与对应的直接减排成本。具体方法为：首先梳理和识别各重点行业/领域当前与未来的主要减排措施；其次分析不同行业部门在末端技术措施、结构调整措施等关键减排措施在假设的普及率下能够实现的污染物减排潜力；然后选择适宜成本指标，对关键减排措施的单位成本进行分析。最后，基于措施的单位成本推算假设普及率下的措施总成本和各部门单位减排成本。表 2-2 展示了核心部门大气污染治理的直接成本与对应污染物减排量数据。12 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中成本(亿元)PM2.5减排量(万吨)SO2减排量(万吨)NOx 减排量(万吨)煤炭部门2916.41285.7255.4313.14石化行业211.786.371.156.28非金属部门2026.362.4813.5368.71金属部门3798.812.8327.9592.33电力部门1928.4337.4033.7259.60交通部门6191.767.04-257.09表 2-2.核心部门大气污染治理直接成本在 CGE 模型模块中，将减排成本模块测算的直接成本及对应污染物减排量数据所形成的单位减排成本，与空气质量模块测算的不同标准修订情景减排路径相结合，可进一步计算出各部门在各类环境空气质量标准修订情景下所需承担的减排总工程成本（结果见表 3-1）。通过校准企业全要素生产率来反映企业在大气污染减排方面的直接成本，有效反映出企业在环境规制约束下，因资源重新配置导致的生产效率变化，从而将环境治理的经济成本内生化于模型体系。在此基础上，通过运行 CGE 模型，能够系统性地估计不同标准修订情景对宏观经济的多维影响，测算纳入一般均衡效应的减排经济总成本。13 二、研究目标、内容与方法标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中3.1.环境空气质量标准修订减排成本的宏观经济影响分析本研究通过将各标准修订情景与基准情景进行比较，分析了各标准修订情景下达标所需的减排成本引起的宏观经济影响，包括GDP、分部门产出、电力部门能源结构等方面。需要指出的是，本节所分析的宏观经济影响尚未包含因环境空气质量标准修订所带来的间接健康效益，即通过提高劳动生产率、降低医疗支出等途径间接产生的积极反馈效应。GDP 的总体影响实施更严格的环境空气质量标准，会提高各部门污染减排支出，还会造成生产性投入的挤出。如表 3-1 所示，在不同标准修订情景下，GDP 相对基准情景均呈现下降趋势，2035 年四类标准修订情景 GDP 相比基准情景降幅范围为情景S30-20S30-25S35-20S35-2520240.000.000.000.002025-0.23-0.11-0.14-0.062026-0.35-0.17-0.20-0.092027-0.46-0.22-0.27-0.122028-0.57-0.28-0.34-0.162029-0.69-0.33-0.40-0.192030-0.80-0.39-0.47-0.222031-0.81-0.40-0.53-0.252032-0.82-0.41-0.59-0.282033-0.83-0.42-0.64-0.312034-0.84-0.44-0.70-0.342035-0.85-0.45-0.76-0.37表 3-1.不同标准修订情景下 GDP 相对基准情景变化（单位：%）三、环境空气质量标准修订的 经济影响评估结果 14 标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 3-1.各部门 2035 年增加值相对基准情景变化公共行政和社会组织其他服务卫生和社会服务教育节水、环境保护租赁、商业、专业服务房地产金融软件；信息技术服务互联网及相关服务电信；广播酒店和餐馆其他运输、仓储航空运输公路运输批发和零售建筑水利公用事业燃气公用事业电力、蒸汽和热水其他制造、废物、维修其他电子产品和仪器通信设备计算机、电子元件电机运输设备机械金属产品原生金属非金属矿产品化学石油、焦炭、其他燃料纸张和印刷锯木厂和家具纺织、服装、皮革食品和烟草非能源开采天然气开采石油开采煤炭开采其他农业畜牧业林业农业S30-25S30-20S35-20S35-25-2.5%-2%-1.5%-1%-0.5%0%0.5%1%1.5%2 三、环境空气质量标准修订的标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中0.37%至 0.85%。具体来看，达标时间最晚、标准最宽松的情景 S35-25 对 GDP 冲击最小，降幅为 0.37%；而情景 S30-25 的降幅则扩大至 0.44%，凸显出提前达标带来的经济成本提升。进一步提高标准至情景 S35-20，降幅达到 0.76%；最严格情景 S30-20 的降幅则高达0.85%，较 S35-20 情景又增加 0.09 个百分点，表明环境空气质量标准的严苛程度与 GDP 损失呈显著正相关。总体而言，环境空气质量标准越严格、达标时间越早，对 GDP 的短期负面影响越显著。分部门产出水平的影响如图 3-1 所示，环境空气质量标准的提升对不同行业产出产生显著分化效应。对于煤炭、化工、非金属矿产品、金属、电力、交通等大气污染物排放量较高的部门，因需承担更高的减排成本与环境规制压力，产出水平呈现明显收缩趋势。以情景 S35-25 为例，2035 年非金属矿产品部门增加值较基准情景下降 0.58%，金属制造部门降幅达0.69%，交通部门（包括公路运输、航空运输、其他运输、仓储）因运输结构调整与尾气排放标准升级，增加值下降幅度在 0.47%-0.81%之间。而对于计算机、通信设备、电子产品制造等大气污染排放量和排放强度较低的部门，提高环境空气质量标准反而会提升这些低污染行业的产出水平。在情景 S35-25 下，2035 年计算机行业增加值相对基准情景增加 0.80%，通信设备部门增加 0.80%，电子产品制造部门增加 0.35%。这一现象源于经济系统的一般均衡效应：环境空气质量标准的提高会削弱高污染行业的比较优势，减少其生产要素投入；同时增强低污染行业的比较优势，促使生产要素从高污染行业向低污染行业转移。当环境空气质量标准进一步提高至情景S35-20 时，行业产出分化加剧。2035 年，非金属矿产品与金属制造部门增加值降幅分别扩大至1.16%与 1.40%，交通部门下降幅度达 0.93%-1.64%；低污染行业则迎来更强劲增长，计算机、通信设备及电子产品制造部门增加值分别提升 1.61%、1.63%与 0.70%，印证了标准严苛程度与行业产出变化的强相关性。值得注意的是，在同一标准水平下，不同达标时间对 2035 年各部门产出的影响差异有限。对比情景 S30-25 与S35-25 发现，前者仅使非金属矿产品部门增加值在 2035 年额外下降 0.05%，金属制造部门额外下降 0.11%。这表明尽管提前达标短期内加剧行业调整压力，但从长期看，各部门通过技术革新与结构优化，逐步消化政策冲击，使得不同达标时间路径下的产出差距趋于收敛。电力部门能源结构的影响环境空气质量标准的修订使得电力部门能源结构呈现显著的清洁化转型特征。作为高污染排放的传统能源，煤炭发电在严格的环境空气质量标准约束下，其发电量出现大幅收缩。如图 3-2和图 3-3 所示，以情景 S35-20 为例，2035 年煤炭发电量较基准情景下降 5.14%。与之相对，清洁能源发电占比显著提升。这一转型的内在机制在于：环境空气质量标准修订通过抬高非清洁能源发电的污染治理成本，直接削弱其市场竞争力，导致发电量和产出水平下降；而清洁能源因大气污染影响较小，在政策引导与市场调节的双重作用下，逐步获得更有利的发展空间，形成与非清洁能源差异化的发展态势。值得注意的是，能源结构的演变不仅取决于不同能源类型的相对发电成本，还受各类能源发电替代弹性的影响。而现有模型因对新能源技术创新及储能突破的预测能力有限，未能充分捕捉新能源发电的长期发展潜力及政策支持效应。光伏发电和风电作为新能源的重要组成部分，发电具有波动性。我国光伏现已迈入太瓦级装机规模阶段，应用场景将从单一发电向光伏 储能、16 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中光伏 建筑一体化等多元融合模式拓展。风电新增装机规模不断增加，成为我国沿海地区新能源开发的重点方向。水电是常规电力中唯一的可再生能源。尽管我国大部分具备开发条件的水电站已完成建设，新增装机容量增长速度放缓，随着雅峡流域水电开发启动，未来我国水电开发仍将有序推进。气电是优质调峰电源，装机增速高于行业平均，但受资源等约束，未来在气源丰富的地区或定位为风电光伏配套调峰电站，因地制宜布局。3.2.环境空气质量标准修订的成本与效益的分析与比较结合环境空气质量标准修订的减排成本与健康效益测算，我们进一步开展环境空气质量标准修订的成本效益分析。成本估算包含两个方面：一是各标准修订情景下达标所需的减排与空气质量改善措施的直接成本；二是通过 CGE 模型模拟得到各标准修订情景下 GDP 相对于基准情景的变化，量化各标准修订方案的总体经济成本。健康效益方面，本研究聚焦于标准修订所致 PM2.5长期暴露水平的降低，进而减少过早死亡风险所产生的效益。通过评估不同情景下过早死亡风险的变化，结合统计寿命价值（Value of Statistical Life,VSL）进行货币化评估（基于北京市 2024 年冠心病、慢阻肺、中风2024 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 2032 2033 2034 20350-1%-2%-3%-4%-5%-6%图 3-3.电力部门清洁能源发电量相对基准情景变化图 3-2.电力部门煤炭发电量相对基准情景变化8%7%6%5%4%3%2%1%0-1 24 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 2032 2033 2034 2035S35-25S35-20S30-25S30-20S35-25S35-20S30-25S30-20 17 三、环境空气质量标准修订的标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中相关的 VSL 为 455 万元；肺癌相关的 VSL 为 649万元，通过效益转移方法将其转换为适用于各省的VSL），量化各情景的货币化健康效益。表 3-2 列出了四种标准修订情景下的经济成本、工程成本、健康效益以及净效益。其中工程成本是指达标所需的各类减排和空气质量改善措施的直接支出，经济成本则反映了这些措施在宏观经济层面的影响，涵盖由减排措施引发的间接效应。在净效益评估中，本报告采用经济成本与健康效益进行对比分析，以更全面地反映标准修订对社会总体的成本与收益。需要说明的是，本研究对健康效益的测算，仅涵盖了因减少过早死亡所产生的收益，未将空气污染导致的发病及相关损失减少（包括住院治疗与急诊就诊等医疗花费、慢性病发病率下降、误工天数减少等）以及劳动生产率提升等间接经济效益纳入考量范围。若将这些潜在影响因素补充计入，健康效益将更大，相应得出的净效益也可能高于本报告所示结果。如表 3-2 所示，环境空气质量标准修订的成本与效益呈现出明显的时间动态特征和情景差异。从空气质量改善带来的健康效益来看，呈现出“标准越严格、达标时间越早，健康效益越大，且累积健康效益优势越明显”的规律。具体而言，情景 S35-25 在 2030 年当年的健康效益为 2,815 亿元，而情景 S35-20 在同期的健康效益达 6,263亿元，直观体现了标准严格程度对健康效益的正向影响。提前达标的情景 S30-25 在 2030 年当年的健康效益为 10,308 亿元，也印证了更早达标S35-25S35-20S30-25S30-202030 年当年经济成本35477608629312952工程成本3029548246999398健康效益281562631030819939净效益-732-1345401669862030 年累积经济成本12692275932271246956工程成本12116219291879737593健康效益5913132332060441309净效益-6779-14360-2108-56482035 年当年经济成本710314666864316482工程成本5193939846999398健康效益14756285351475628535净效益7653138696113120532035 年累积经济成本411638709661869123911工程成本33752610894229284584健康效益5208910455685312166441净效益10927174602344442530表 3-2.不同标准修订情景下成本与健康效益分析（单位：亿元）18 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中能带来更显著的即时健康效益。这一规律在累积效应中表现得更为突出。累积 GDP 损失与健康效益加总时采用 Jin et al.(2020)提出的 11.7%作为贴现率。情景 S35-20 在 2025-2030 年间的累积健康效益(13,233 亿元)比情景S35-25(5,913 亿元)高出 7,320 亿元；情景 S30-20 同期的累积健康效益(41,309 亿元)比情景 S35-20(13,233亿元)高出28,076亿元，体现了严格标准与提前行动在健康效益积累上的叠加优势。从净效益来看，同样延续了“标准更严格、达标时间更早，累积效益更大”的特点，但短期与长期表现存在差异，呈现“短期承压、中期向好”的规律。从短期效益来看，不同情景在 2030年当期的净效益分化明显：提前达标的两类政策情景在 2030 年当年已实现正向收益，其中情景 S30-20 的净效益最高（6,986 亿元），情景S30-25 次之（4,016 亿元）；而达标时间延后至2035 年的情景 S35-25 和 S35-20，因健康效益存在滞后性尚未充分释放，当年净效益为负值（分别为-1,345 亿元和-732 亿元）。若进一步考量短期累积效益，四类情景在 2025 至 2030 年的累积净效益均处于负值区间，且标准越严格、短期累积效益越低：情景 S30-20 在 2025 至 2030 年的累积净效益（-5,648 亿元）比情景 S30-25 在2025 至 2030 年的累积净效益（-2,108 亿元）更低。这表明政策实施初期大气治理成本较高，而健康效益释放具有滞后性，导致短期净效益为负。而对于中长期效益，空气质量标准修订的净效益格局则发生转变。2035 年当年净效益显示，晚达标情景 S35-20（13,869 亿元）略优于早达标情景 S30-20（12,053 亿元）。而中长期的累积效应则呈现不同的规律：四类情景在 2025 至2035 年的累积净效益均实现由负转正，并且更严格、更早达标的优势进一步凸显。其中，情景S30-20 累积净效益达 42,530 亿元，情景 S30-25 以 23,444 亿元次之，情景 S35-20、S35-25 分别为 17,460 亿元和 10,927 亿元。这充分表明，在中长期维度下，更严格的标准和更早的达标时间能够带来更显著的净效益，尤其是随着健康效应的非线性释放，中长期累积的正向作用愈加突出。这也提示，在制定政策或修订标准时，应当充分考量其长期效应，而不仅仅局限于短期成本与收益。空气质量标准修订的短期效益与中长期效益间存在差异的根源，在于大气质量改善带来的健康效益增长曲线与大气污染治理产生的经济成本增长曲线间的差异。如图 3-4 所示，S35-25”、“S35-20”、“S30-25”、“S30-20”四类情景的政策力度依次增强，对空气质量改善的要求依次提升。随着空气质量标准收紧与达标时间提前，经济成本与健康效益均呈增长态势，但二者的增长特征存在显著分化：健康效益相对经济成本的变化，呈现“早期增幅不显著、后期加速释放”的特点。政策初期，空气质量改善对人群健康风险的缓解效果尚未充分显现，健康效益增长相对缓慢；而在政策的中后期，污染物浓度持续下降带来的慢性疾病发病率降低、早逝风险减少等长期效应逐步凸显，健康效益增速显著加快，且标准越严格、达标时间越早的情景，这一加速趋势越明显。这导致大气污染治理政策在短期经济成本增长高于健康效益增加，出现短期累积净效益为负的情况。而在大气治理政策的中后期，健康效益的加速释放使得空气质量标准修订的政策效益呈现“政策力度越高，中长期累积净效益越大”的特点。因此，更严格且更早达标的环境空气质量标准修订方案，尽管在短期可能出现经济成本高于健康效益的情况，但在中长期能通过健康效益的快速释放与持续累积带来更大的政策效益。19 三、环境空气质量标准修订的标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中图 3-4.不同标准修订情景下经济成本、健康效益与净效益变化（单位：十亿元）2030 年当年2035-25 2035-20 2030-25 2030-202000150010005000-5002035-25 2035-20 2030-25 2030-20500040003000200010000-1000-20002030 年累计2035 年当年3000250020001500100050002035-25 2035-20 2030-25 2030-202035 年累计2035-25 2035-20 2030-25 2030-20180001600014000120001000080006000400020000经济成本健康效益净效益本研究围绕环境空气质量标准修订的宏观经济影响与综合减排成本进行分析。通过构建包含空气质量模块、减排成本模块、健康效益模块及CGE 模型模块的分析框架，设定 S35-25（2035年 PM2.5实现 25 g/m3）、S30-25（2030 年实现25 g/m3）、S35-20（2035 年实现 20 g/m3）、S30-20（2030 年实现 20 g/m3）四类情景，对比基准情景与各标准修订情景的差异，完成多维度分析：在宏观经济层面，测算不同情景下 GDP的总体变化，包括不同标准强度与达标时间对GDP 的短期和长期影响；在产业结构层面，分析高污染行业与低污染行业的产出水平变化，揭示要素在行业间的再配置规律；在能源结构层面，量化煤炭发电量的下降幅度及清洁能源的增长趋势。最后，采用成本-效益分析法，通过对比各情景的经济成本与健康效益，计算不同方案不同时间节点的净效益与累积净效益。实施更严格的环境空气质量标准会导致 GDP相对基准情景下降，且降幅与标准严苛程度、达标时间呈正相关。四类标准修订情景中，2035 年，最严格的 S30-20 的 GDP 降幅最大（0.85%），最宽松的 S35-25 降幅最小（0.37%）。同一标3.3.小结 20 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中准下，提前达标会加剧短期 GDP 损失，如 S30-25 较 S35-25 在 2030 年 GDP 多降 0.17%，但长期差距逐渐收敛。高污染行业（煤炭、化工、非金属矿产品、金属制造等）受减排成本上升冲击显著，2035年 S35-20 下非金属矿产品部门增加值下降1.16%，金属制造部门下降 1.40%；低污染行业（计算机、通信设备等）则因具备相对成本优势实现增长。这种分化源于生产要素从高污染行业向低污染行业的再配置，印证了环境规制对产业结构的重塑作用。环境空气质量标准提升倒逼电力部门缩减煤炭发电规模，S35-20 下 2035 年煤炭发电量较基准下降 5.14%；核能、水力等清洁能源发电量相应增加，推动能源结构低碳转型。健康效益随标准严格程度和达标时间提前而显著增加：S30-20 的 2025-2035 年累积健康效益达 41,309 亿元，较 S35-25（5,913 亿元）高出 6 倍以上。尽管短期（2030 年前）各情景累积净效益均为负值，但长期来看，严格且提前达标的方案净效益优势明显，S30-20 同期累积净效益达 42,530 亿元，远超其他情景，体现健康效益增幅大于经济成本增幅的特征。21 三、环境空气质量标准修订的标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中本研究系统评估了不同环境空气质量标准修订情景下的宏观经济影响、行业结构调整、能源结构变化，并结合健康效益测算，开展了成本效益分析。研究发现：相较于宽松的标准，实施更严格的环境空气质量标准会带来减排综合经济成本的上升，且成本大小与标准严苛程度、达标时间早晚紧密相关。在产业结构方面，标准修订会导致行业产出分化和“清洁替代”效应，即高污染行业受减排成本上升冲击显著产出下降而低污染行业则因相对成本优势实现增长。此外，更严格的环境空气质量标准还会驱动能源结构清洁化绿色化，倒逼电力部门缩减煤炭发电规模，推动能源结构低碳转型。结合健康效益进行成本-效益分析发现，环境空气质量标准的提高虽然在短期内带来一定的经济成本，但在中长期，随着健康效益的持续释放，其净效益表现出逐步上升的趋势，尤其在标准更严格、达标更提前的情景中更为显著。这些发现为标准修订提供了量化证据，也揭示了不同政策选项之间的权衡关系。需要说明的是，模型结果仅可为政策制定提供基于情景分析的决策依据，如何将量化分析转化为可操作的治理方案，仍需在成本分担、区域差异、技术路径与社会接受度等方面进行更深入的制度设计与策略安排。因此，在以下政策建议部分，我们将基于模拟结果提出具体政策建议，力求在持续改善环境质量的同时，兼顾经济可行性与社会公平性，为未来环境空气质量标准的修订与实施提供决策参考。鉴于不同标准修订情景的成本效益呈现显著时间差异，建议以健康效益为核心导向，结合经济社会发展实际，加严标准。可以考虑两类标准修订策略。（1）全国范围内可考虑将标准修订加严到2035 年实现 20 g/m3；同时，有条件的地区，如珠三角、长三角等已具备较好治理基础的区域，应先行制定并实施更严格的标准（如 2030 年实现 20 g/m3），发挥示范引领作用；（2）分区域、分阶段设定标准修订目标或达标方案。短期内可鼓励有条件的地区（如珠三角、长三角等已具备较好治理基础的区域）先行制定并实施更严格的标准（如 2030 年实现 20 g/m3），发挥示范引领作用；中长期逐步在全国范围内推广，通过“区域试点全国推广”的路径平衡短期成本压力与长期效益。同时，建立基于健康风险评估和经济可行性论证的动态调整机制，定期评估标准实施效果，根据技术进步、产业转型进度和健康需求变化优化标准限值。.1.分阶段推进环境空气质量标准升级，或实施分区域达标方案，.构建动态调整机制四、政策建议 22 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中聚焦煤炭、化工、金属制造等高污染行业绿色转型，针对其减排成本高、转型压力大的痛点，实施“技术改造 市场激励”组合政策。对企业环保设备升级给予投资补贴，同时将环保设备购置费用纳入企业所得税抵扣范围，降低企业大气污染治理投入与绿色转型成本。同步加大对低污染产业的培育力度，通过优先审批、用地保障等政策倾斜，引导资本、技术、劳动力等生产要素向计算机、新能源装备等清洁生产领域流动，推动产业结构向“低排放、高附加值”升级。在电力部门，构建“减煤、增气、优新”的能源转型路径：制定煤电有序退坡时间表，并实现现役煤电 100%完成清洁化改造；完善储能补贴政策，建立跨省跨区电网调峰补偿机制，破解光伏、风电因间歇性引发的并网难题。实现能源结构向低碳化、多元化转型，强化空气质量改善与“双碳”目标的协同效应。2.推动产业与能源结构协同转型，强化“减污降碳”协同效应考虑到标准修订对不同区域、行业的影响存在差异，需构建多主体共担的成本机制：中央财政设立空气质量改善专项基金，对减排任务较重的地区和行业给予转移支付；通过环境税、碳市场等市场化工具将污染外部成本内部化，同时将税收收入反哺于减排技术研发和健康保障。在效益分配方面，完善健康效益向民生福祉的转化渠道，建立空气质量改善与公共服务提升的联动机制。将健康效益带来的医疗支出节约、劳动生产率提升等红利，通过公共服务升级、社会保障强化等方式惠及公众，增强社会对标准修订的认同度；对因产业转型导致的就业结构调整，实施“转岗培训 就业补贴”计划，确保低收入群体共享环境改善红利。通过制度设计与创新，既提升减排政策的经济效率，又保障社会公平，推动共同富裕与生态环境保护协同发展。3.完善成本分担与效益共享制度，兼顾效率与公平4.立足长期效益导向，平衡短期成本与长期效益从长期视角看，当政策力度持续加大时，健康效益的加速累积将显著超过经济成本的增长幅度，最终形成“政策力度越强、长期净效益越高”的格局。这种成本与效益的动态关系表明，环境空气质量标准修订需要立足长远，在政策实施初期容忍短期经济成本的投入，通过持续强化治理力度释放健康效益的规模效应。例如，S30-20 情景虽前期需承担较高减排成本，但随着时间推移，健康效益的快速增长不仅覆盖了成本，还形成远超其他情景的累积净效益，这正是健康效益随政策力度提升而增幅显著的直接体现。因此，在制定环境空气质量标准修订政策时，应充分认识到健康效益与经济成本的增幅差异，避免因短期净效益为负而放缓政策推进的节奏。相反，需通过分阶段、有梯度地提高标准严格度，平衡短期成本压力与长期效益释放，同时配套针对性的成本分担机制，降低政策实施初期的经济冲击，最终实现空气质量改善与经济社会可持续发展的双赢。23 四、政策建议标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中刘炳江.中国成为世界上治理大气污染速度最快的国家 N.人民政协报,2022.http:/ J.科学通报,2022,67(08):697-706.亚洲清洁空气中心.定标,启航中国空气质量标准分析与国际经验分析报告 R.2020.http:/ 2021R.北京:中国清洁空气政策伙伴关系,2021.Cao J,Ho M,Liu Q.Analyzing multi-greenhouse gas mitigation of China using a general equilibrium modelJ.Environmental Research Letters,2023,18(2):025001.Cao J,Ho M S,Jorgenson D W,et al.Chinas emissions trading system and an ETS-carbon tax hybridJ.Energy Economics,2019,81:741-753.Cao J,Ho M S,Ma R.Analyzing carbon pricing policies using a general equilibrium model with production parameters estimated using firm dataJ.Energy Economics,2020,92:104958.Cheng J,Tong D,Liu Y,et al.A synergistic approach to air pollution control and carbon neutrality in China can avoid millions of premature deaths annually by 2060J.One Earth,2023,6(8):978-989.Jin Y,Andersson H,Zhang S.Do preferences to reduce health risks related to air pollution depend on illness type?Evidence from a choice experiment in Beijing,ChinaJ.Journal of Environmental Economics and Management,2020,103:102355.Hu W,Ho M S,Cao J.Energy consumption of urban households in ChinaJ.China Economic Review,2019,58:101343.Paltsev S,Reilly J M,Jacoby H D,et al.The MIT emissions prediction and policy analysis(EPPA)model:version 4R.MIT joint program on the science and policy of global change,2005.Wang Y,Jin Y,Lin H,et al.Valuing mortality risk reductions in a fast-developing society:A meta-analysis of stated preference studies in China from 1998 to 2019J.Social Science&Medicine,2024,363:117471.Wing,I S,Daenzer K;Fisher-Vanden K,et al.Phoenix Model Documentation M Maryland:Joint Global Change Research Institute,Pacific Northwest National Laboratory.2011.参考文献 24 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中.附.录附表 1.CGE 模型部门名称和基准年份生产总值部门代码部门名称基准年份生产总值（十亿元）1农业59782林业5463畜牧业27524其他农业18015煤炭开采25076石油开采8417天然气开采3448非能源开采18069食品和烟草1148610纺织、服装、皮革762711锯木厂和家具254712纸张和印刷447713石油、焦炭、其他燃料446214化学产品1527015非金属矿产品734116原生金属1185017金属产品440218机械818119运输设备887220电机665921计算机、电子元件577522通信设备293823其他电子产品和仪器231624其他制造、废物、维修124425电力、蒸汽和热水465626燃气公用事业564 25 四、政策建议标题与正文 11正文 与图 9图说 4来源注 自动线 0.5图与图说，注，来源 居中27水利公用事业29228建筑2675829批发和零售1353530公路运输534731航空运输86232其他运输、仓储502533酒店和餐馆444734电信；广播212135互联网及相关服务157036软件；信息技术服务323337金融1073838房地产924139租赁、商业、专业服务1449340节水、环境保护82841教育447242卫生和社会服务424443其他服务427744公共行政和社会组织7337 26 中国环境空气质量标准修订的经济影响评估
2025-10-29
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关于亚洲清洁空气中心亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia，简称 CAA）是一家国际非营利性环保公益组织，致力于改善亚洲区域空气质量，打造健康宜居的城市。CAA 成立于 2001 年，是联合国认可的合作伙伴机构。CAA 总部位于菲律宾马尼拉，在中国北京和印度德里设有办公室。CAA 拥有来自全球的261 个合作伙伴，并建立了六个国家网络印度尼西亚、马来西亚、尼泊尔、菲律宾、斯里兰卡和越南。CAA 自 2002 年起在中国开展工作，专注于空气质量管理、绿色交通和能源转型。2018年 3 月 12 日，CAA 获得北京市公安局颁发的境外非政府组织代表机构登记证书，在北京设立亚洲清洁空气中心（菲律宾）北京代表处。CAA 接受公安部及业务主管单位生态环境部的指导，在全国范围内开展大气治理领域的能力建设、研究和宣传教育工作。报告团队报告作者衷楠高级环境研究员报告审阅张伟豪中国空气质量项目总监传播支持朱妍传播项目主管王 思 环境研究员环境空气质量标准是空气质量管理体系的核心基础，它既是衡量空气污染程度和健康风险的标尺，也是制定政策和规划措施的重要依据。2012 年，我国修订并发布了环境空气质量标准(GB3095-2012)，首次增设 PM2.5浓度限值，成为我国大气污染防治进程的重要里程碑。此后，国务院先后出台一系列清洁空气行动计划，包括大气污染防治行动计划、打赢蓝天保卫战三年行动计划、空气质量持续改善行动计划，推动我国大气污染物排放大幅削减，显著改善了空气质量并带来可观的健康效益。自 2020 年以来，全国整体 PM2.5年均浓度已连续五年达标，PM2.5达标城市比例突破七成，空气质量水平实现历史性改善。世界卫生组织（World Health Organization,WHO）在 2021 年发布新版全球空气质量指南，对包括 PM2.5在内的多种主要空气污染物的指导值和目标值进行调整，其中将 PM2.5年均浓度指导值由 10 g/m3收紧至 5 g/m3。随后，美国与欧盟于 2024 年先后完成环境空气质量标准修订，分别将PM2.5年均浓度限值收紧至9 g/m3和10 g/m3。相比之下，我国现行 PM2.5限值较为宽松，亟需通过标准修订进一步强化健康导向，推动空气质量持续改善。国务院于 2023 年 11 月发布的空气质量持续改善行动计划明确提出“启动环境空气质量标准及相关技术规范修订研究工作”。这一举措标志着我国环境空气质量标准迈入了修订的前期准备阶段。为响应这一政策动向，亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia,CAA）在 2021 年完成的环境空气质量标准研究（一期）的基础上立项，联合清华大学、北京大学围绕环境空气质量标准修订开展系统研究（二期），旨在为我国的环境空气质量标准修订、以及下一阶段空气质量持续改善提供决策参考和依据。研究共形成以下三份成果报告。中国环境空气质量标准修订达标路径分析提出了环境空气质量标准修订的多个情景，构建了近、中期可达的新标准情景，并建立了“分阶段、分区域”的达标路径，同时评估了达标的协同降碳效益与健康收益。中国环境空气质量标准修订的经济影响评估利用可计算一般均衡模型，系统评估了环境空气质量标准修订对宏观经济、产业结构、能源转型和公共健康的影响，并开展了成本效益分析。环境空气质量标准修订国际案例研究，即本报告，梳理和总结了美国和欧盟在最新一轮环境空气质量标准修订方面的做法与管理实践，并进行对比分析。前 言执行摘要.01美国篇.03一、背景.04 1.1 美国 NAAQS 的发展历程.04 1.2 美国环境空气 PM2.5年均浓度趋势和达标情况.05二、标准修订的触发因素.07 2.1 政府更迭导致环境政策方向转变.07 2.2 科学证据揭示低浓度 PM2.5健康风险.07 2.3 环境正义纳入审查考量因素.07 2.4 重大事件考量：将 COVID-19 纳入关键科学主题.08三、标准审查与修订过程.09 3.1 NAAQS 审查与修订流程.09 3.2 2021 年 NAAQS PM 标准审查过程.10 3.2.1 ISA 补充文件.10 3.2.2 PA 文件.11 3.2.3 法规决策阶段.12四、标准修订的成本效益分析.13 4.1 基线和政策情景设置.13 4.2 成本和效益估算.13 4.3 宏观经济分析.14五、标准修订过程中的挑战与回应.15 5.1 评估中的不确定性与未来研究方向.15 5.2 反对意见与回应.16美国篇参考文献.17欧盟篇.19一、背景.20 1.1 欧盟环境空气质量指令的发展历程.20 1.2 欧盟环境空气质量标准与达标情况.20目录二、修订指令的驱动因素.24 2.1 空气污染在健康及生态系统方面的持续挑战.24 2.2 当前环境空气质量指令不足以完全实现目标.24 2.3 响应欧洲绿色协议提出的零污染目标.24 2.4 WHO 更新全球空气质量指南.25三、指令修订过程.25 3.1 利益相关方咨询.25 3.2 影响评估与其支持研究.26 3.2.1 问题识别与潜在措施制定.26 3.2.2 政策选项评估结果.27 3.3 提案发布、立法协商与协议达成.28四、指令修订的成本效益分析.29 4.1 情景设置.29 4.2 成本和效益估算.29 4.3 宏观经济分析.30五、指令修订过程中的挑战与回应.32 5.1 量化分析中的不足与不确定性.32 5.2 不同意见与回应.32欧盟篇参考文献.33总结与启示.35一、修订历程与最新修订的触发因素.36 1.1 美国：基于制度性审查机制与政府更迭触发修订.36 1.2 欧盟：为响应绿色转型与对标国际标准进行标准调整.36 1.3 小结.37二、修订制度与决策流程.38 2.1 美国：实行由行政机构主导的专业化评估机制.38 2.2 欧盟：遵循强调政治协商的立法程序.38 2.3 小结.38三、支持修订决策的科学评估框架.39 3.1 美国：采用以健康影响为核心的科学评估体系.39 3.2 欧盟：依托兼顾多重影响的综合评估框架.39 3.3 小结.40四、成本效益评估的角色与方法.40 4.1 美国：进行与标准设定相独立的成本效益评估.40 4.2 欧盟：将成本效益评估作为标准制定的重要依据.41 4.3 小结.43执行摘要20 世纪以来，美国因严重的工业烟雾与光化学污染事件引发公共健康危机，并在此背景下逐步建立起以清洁空气法案为核心的空气质量管理框架，确立了由美国环保局（Environmental Protection Agency,EPA）制 定 并 定 期 更 新 国家 环 境 空 气 质 量 标 准（National Ambient Air Quality Standards,NAAQS）的制度体系。随后，NAAQS 历经多轮评估与修订，不断强化对主要污染物的管控。2024 年，美国 EPA 完成了对NAAQS 最新一轮的修订，将 PM2.5年均浓度限值由 12 g/m3收紧至 9 g/m3。欧盟自 20 世纪 80 年代起逐步建立空气质量监管制度，从早期针对单一污染物的分散立法发展到确立覆盖所有成员国的统一管理框架，制定针对多种主要空气污染物的环境空气质量指令。2024年，欧盟完成了对环境空气质量指令 2008/50/EC 的修订，发布了新版指令 EU 2024/2881，其中将 PM2.5年均浓度限值由 25 g/m3大幅收紧 至 10 g/m3。本报告环境空气质量标准修订国际案例研究梳理并总结了美国与欧盟在最新一轮标准修订过程中的主要做法和实践，从标准修订触发因素、修订制度与决策流程、科学评估框架与成本效益评估等方面进行比较分析，旨在为我国的标准体系建设提供实践参考和借鉴。主要结论如下：01 执行摘要在标准修订触发因素方面美国基于制度性审查机制与政府更迭触发最新一次标准修订，欧盟为响应绿色转型与对标国际标准进行了最新的标准调整。美国依据其高度制度化的标准审查机制，依法每五年对 NAAQS 进行系统评估，依据最新科学证据决定是否修订。其 2024 年 PM2.5标准修订的触发还叠加了由政府更迭带来的政策转向等因素。欧盟此次的标准修订更多由宏观战略与国际共识驱动。欧洲绿色协议 和 零污染行动计划设定了雄心勃勃的健康与环境目标，WHO 全球空气质量指南的更新也为标准收紧提供了关键科学依据。在修订制度与决策流程方面美国实行由行政机构主导的专业化评估机制，欧盟遵循强调政治协商的立法程序。美国由 EPA 独立主导 NAAQS 修订过程，无需国会批准。其决策依托系统的科学评估文件，并接受独立专家委员会的评审。过程强调科学性与公众参与，兼顾专业性、规范性和社会接受度。欧盟指令修订需经普通立法程序，由欧盟委员会、欧洲议会和理事会共同协商决定。修订过程以影响评估为基础，广泛征求公众和利益相关方意见，注重在成员国之间寻求平衡，但程序较长，决策效率受政治共识影响。在科学评估框架方面美国采用以健康影响为核心的科学评估体系，欧盟依托兼顾多重影响的综合评估框架。依据清洁空气法案，美国 EPA 针对标准修订的科学评估聚焦于污染物的健康效应，明确排除经济成本考量。评估强调对易感人群和弱势群体的保护，并系统纳入环境公平分析，为决策提供坚实的健康风险证据支持。欧盟采用综合评估方法，遵循优化监管指南，系统评估政策选项在环境、经济与社会等维度的影响。评估其在实现环境与健康保护目标方面的有效性、成本效益方面的效率表现、以及在环境公平等方面可能带来的社会分布影响。该评估为政策制定提供了多维度的决策基础，追求多目标平衡。在成本效益评估的作用方面美国进行与标准制定相独立的成本效益评估，欧盟将成本效益评估作为标准制定的重要依据。由于清洁空气法案禁止在设定标准时考虑经济成本，因此美国将成本效益分析独立于标准决策之外。其作用在于提升政策透明度、支持后续实施与沟通，而非直接影响限值设定。欧盟将成本效益分析嵌入政策制定的核心环节，是支持指令修订进行的影响评估的核心组成部分。评估结果直接用于比较不同政策选项，是标准设定与决策的关键依据。环境空气质量标准修订-国际案例研究 02 美国篇.一、背景1.1 美国 NAAQS 的发展历程20 世纪初期，美国工业烟雾污染问题日益严重，但国家层面尚未建立统一监管框架。1940 年代发生的多诺拉烟雾事件和洛杉矶光化学烟雾危机作为标志性空气污染事件，引发全国关注，推动联邦政府介入空气质量管理体系的构建，相继颁布包括清洁空气法案在内的一系列法律法规，初步建立起全国性空气质量管理制度。1970 年清洁空气法案修正案的颁布具有里程碑式的意义，确立了美国空气质量管理的基本架构。该法案授权新成立的美国 EPA 制定全国统一的环境空气质量标准，并要求各州为达标提交州实施计划。1971 年 EPA 首次发布的国家环境空气质量标准（National Ambient Air Quality Standards,NAAQS）包含六项空气污染物：总悬浮颗粒物（TSP）、SO2、CO、NO2、光化学氧化剂、碳氢化合物（HC）。标准共分为两级，其中一级标准侧重保护公众健康，特别强调保障哮喘患者、儿童及老年人等敏感人群的健康；二级标准则聚焦维护公共福祉，包括防止能见度下降、避免生态系统损害等。1977 年的清洁空气法案修正案进一步引入了针对 NAAQS 的系统性审查制度，规定 EPA每五年组织对 NAAQS 开展一次科学审查，并设立清洁空气科学顾问委员会（Clean Air Scientific Advisory Committee,CASAC）开展独立评估。在此制度驱动下，NAAQS 经历多轮重大调整。在污染物范围方面，NAAQS 先后于 1978 年新增了 Pb，于 1979 年用 O3取代了光化学氧化剂，于 1983 年剔除了 HC，于 1987 年用 PM10取代了TSP，于1997年新增了PM2.5在浓度限值方面，基于持续更新的流行病学证据与暴露风险评估等科学证据，各污染物限值不断调整。在 2021 年最新一轮审查后，EPA 于 2024 年发布了最新修订的 NAAQS，对 PM2.5的标准限值进一步加严。最新修订的 NAAQS 如表 1-1 所示。污染物标准分级平均时间限值统计形式CO一级8 小时9 ppm每年超标不得超过 1 次1 小时35 ppmPb一级和二级3 个月滑动平均0.15 g/m3不得超标NO2一级1 小时100 ppb一年中日最大 1 小时浓度第 98 百分位数的连续三年平均值一级和二级1 年53 ppb年平均值O3一级和二级8 小时0.070 ppm一年中日最大 8 小时浓度第四高值的连续三年平均值PMPM2.5一级1 年9.0 g/m3年均浓度的连续三年平均值二级1 年15.0 g/m3年均浓度的连续三年平均值一级和二级24 小时35 g/m3一年中第 98 百分位数的连续三年平均值PM10一级和二级24 小时150 g/m3三年内平均每年超标不得超过 1 次SO2一级1 小时75 ppb 一年中日最大 1 小时浓度第 99 百分位数的连续三年平均值二级1 年10 ppb年均浓度的连续三年平均值表 1-1.美国现行 NAAQS 标准来源：U.S.EPA(2025a).环境空气质量标准修订-国际案例研究 04 1.2 美国环境空气 PM2.5年均浓度趋势和达标情况1997年，NAAQS中首次纳入PM2.5浓度限值，并分别于 2006 年和 2012 年进行修订，历程如下。1997 年：年均浓度一级和二级标准限值均设定为 15 g/m3，24 小时浓度限值均设定为65 g/m3；2006 年：24 小时浓度一级和二级标准限值由 65 g/m3收紧至 35 g/m3；2012 年：年均浓度一级标准限值由 15 g/m3收紧至 12 g/m3；2024 年：年均浓度一级标准限值进一步收紧至 9 g/m3。得益于标准的实施和不断加严，美国在控制PM2.5污染方面取得了显著成效，全国年均浓度持续下降，由 2000 年的 13.52 g/m3降至 2023 年的 8.55 g/m3，降幅约 37%，如图 1-1。当每次修订后标准生效后，各州和地方政府需要开展空气质量达标情况评估，并据此制定相应的达标计划。EPA 规定应用设计值（Design Value,DV）与标准限值对比来进行达标判定。对于 PM2.5年均浓度，其 DV 被定义为监测站点连续三年 PM2.5年均浓度的算术平均值，如果站点的 DV 低于标准限值则该站点被判定为达标。应用 DV 判定是否达标不仅能有效反映区域空气质量的长期趋势，还可以降低短期异常波动对评估结果的影响，从而确保达标判定的科学性和 代表性。1.2.1 新标准使得站点达标率降低一成左右由于计算 PM2.5年均浓度的 DV 需要连续三年的监测数据，自 1997 年发布 PM2.5年均浓度限值后，EPA 网站公开的历史数据最早始于 2001年。该年度共有 1201 个数据合格站点，其中 886个站点的 DV 未超过当时的限值 15 g/m3，达标率为 73.8%。2012 年，PM2.5年均浓度一级标准限值首次修订时，当年共有 1027 个数据合格站点，按照 1997 年标准限值（15 g/m3）评价，站点达标率为 98.9%；按照 2012 年新标准限值（12 g/m3）评价，站点达标率为89.7%。2024年，PM2.5年均浓度一级标准限值再次修订时，美国共图 1-1.2000-2023 年美国全国 PM2.5年均浓度变化来源：U.S.EPA(2025b)200020102020g/m32520151050年均浓度一级标准限值 05 美国篇有 820 个数据合格站点，其中按照 2012 年标准限值（12 g/m3）评价，站点达标率为 98.0%；按照 2024 年新标准限值（9 g/m3）评价，站点达标率为 82.9%。在 2012 年和 2024 年实施新标准后，站点达标率分别下降约 9 个百分点和 15个百分点。历年标准修订前后的站点达标率变化如图 1-2 所示。1.2.2 新标准使得县域达标率同步下降根据 EPA 公布的县级 PM2.5年均 DV 数据，2012 年在全美 518 个设有监测站并提供有效数据的县中，有 513 个县未超过当时仍适用的年均限值 15 g/m3，达标率约为 99%；若参照 2012年修订的更严格限值 12 g/m3计算，则有 465个县能够达标，达标率约为 90%。到 2024 年，在 541 个提供有效数据的县中，有 528 个县未超过当时适用的年均限值 12 g/m3，达标率约为98%；若参照 2024 年新发布的年均限值 9 g/m3，则有 455 个县达标，达标率约为 84%。在 2012年和 2024 年实施新标准后，达标县数量分别下降 48 个和 73 个，县域达标率分别下降了 9 个百分点和 14 个百分点。11此处根据美国 EPA 公布的 DV 统计得出的达标/非达标县个数与正式被认定为达标/非达标区域的县数存在一定差异。原因在于，正式认定一个区域的达标/非达标状态需要遵循清洁空气法案规定的程序，通常涉及到州政府或部落向美国 EPA 提交相关区域是否达标的建议，并由 EPA 对建议进行审批。认定或更改一个地区的达标状态可能需要 2-3 年时间。?图 1-2.美国 PM2.5标准修订时的站点达标率来源：根据美国 EPA PM2.5设计值历史数据整理环境空气质量标准修订-国际案例研究 06 2021 年 6 月 10 日，EPA 宣 布 重 新 审 议2020 年 12 月做出的不修订 NAAQS 中 PM 标准的决定，因为当时已有的科学证据和技术信息表明，现行标准可能不足以保护公共健康和福祉。这一决定不仅是对新兴科学证据的系统回应，也反映了对公共健康保护、环境正义以及突发公共卫生事件影响的综合考量。本章从政策环境转变、健康风险证据积累、环境公平诉求以及重大事件压力等多维视角，系统梳理推动 PM2.5标准重审的关键动因。2.1 政府更迭导致环境政策方向转变在 2020 年 12 月进行的 NAAQS 定期审查中，EPA 决定维持 2012 年设定的 PM2.5年均浓度一级标准限值（12 g/m3）不变。此次决策是在特朗普政府任期内完成的，审查程序引发了广泛争议。因为 EPA 解散了清洁空气科学咨询委员会（CASAC）下属的 PM 专家小组，并停止吸纳相关领域科学家参与评估工作，转由人员精简的CASAC 核心委员会主导。由于其成员多缺乏 PM污染与健康影响研究背景，外界普遍质疑其评估能力和科学独立性。同时，审查流程被批评未能充分整合最新流行病学研究成果，也未提供对关键科学证据的综合判断，导致最终结论遭到学术界和公共健康团体的强烈反对。2021 年 1 月，新一届联邦政府上台，明确提出将科学证据恢复为制定环境政策的核心依据。同年 6 月，EPA 指出现有的科学证据表明原有标准可能不足以保护公众健康和福祉，并宣布重新审查前一届政府在 2020 年 12 月做出的维持NAAQS 中 PM2.5标准不变的决定。2.2 科学证据揭示低浓度 PM2.5健康风险科学研究与证据是推动美国进行环境空气质量标准修订的基本依据。在 EPA 于 2021 年启动对 PM2.5标准的新一轮审查之前，已有大量流行病学研究和毒理学证据指出，即使 PM2.5年均浓度低于当时标准限值 12 g/m3，PM2.5暴露仍与不良健康结局密切相关。这些研究成果形成了EPA 决定重新审查标准的重要推动力。其中，多项大规模人群队列研究进一步明确了长期 PM2.5暴露与过早死亡、心血管疾病与呼吸系统疾病发病率之间的因果关系，尤其是在年均浓度较低的地区。与流行病学发现相互印证的还有一系列动物毒理学实验和控制人体暴露研究。这些实验证据进一步强化了 PM2.5暴露与心血管系统负面健康影响之间的因果链条，同时也为其与呼吸系统疾病、神经系统影响甚至癌症之间的潜在关联提供了生物学机制支持。这些科学证据构成了 EPA 在此次重审 NAAQS 中 PM 标准时编写的综合科学评估（Integrated Science Assessment,ISA）及其后续补充报告的核心科学基础，并进一步反映在政策评估（Policy Assessment,PA），以及 CASAC 委员会的建议和公众评论中。2.3 环境正义纳入审查考量因素在推动 EPA 于 2021 年重新启动 PM2.5标准审查的诸多因素中，环境正义（Environmental Justice）议题的关注度提升也是重要的政策驱动之一。根据 EPA 的定义，环境正义意味着所有人，无论收入、种族、肤色、国籍、部落隶.二、标准修订的触发因素 07 美国篇属或残疾状况，都应在机构决策和其他影响人类健康和环境的联邦活动中得到公正对待，并有意义地参与其中。随着 2021 年新一届联邦政府明确将环境正义列为联邦政策的优先议题，PM2.5污染对弱势群体造成的差异化暴露和健康负担等问题，开始在环境空气质量标准审查中被系统性纳入考量。在 EPA 启动审查之前，已有大量研究揭示了空气污染在社会群体之间存在显著的不平等分布。这种结构性的不平等分布不仅停留在科学层面，也成为环境空气质量标准制修订中必须回应的社会公平问题。在此背景下，EPA 在启动 PM2.5标准修订的准备工作中进行了环境正义评估，研究了 PM2.5污染对特别关注群体的暴露差异以及健康风险，旨在评估新标准是否符合促进环境正义的目标。特别关注的群体主要包括儿童、老年人、慢性病患者、部分少数族裔及社会经济地位较低的人群。通过对这些人群健康风险的定量和定性分析，EPA 旨在确保新修订的 PM2.5标准不仅具有科学依据，也能够更好地实现公平保护和促进环境正义的政策目标。2.4 重大事件考量：将 COVID-19 纳入关键科学主题新型冠状病毒（COVID-19）于 2020 年在全球范围内爆发，进一步引发了社会对空气污染与公共健康关系的关注。多项研究提示，PM2.5污染水平较高的地区，其新冠病毒感染后的病死率可能更高。研究提出的潜在机制包括：长期暴露导致肺功能受损、慢性炎症反应增强以及基础健康状况下降，从而提高个体对病毒感染的易感性和病情严重程度。在 2021 年 EPA 重新启动 PM2.5标准的审查过程中，新冠疫情相关的科学研究被纳入关键参考范围。虽然初步证据显示 PM2.5暴露与病毒感染及死亡风险之间存在正相关关系，但方法学上的局限和疫情期间管控措施等干扰因素，增加了研究结果的不确定性。尽管存在局限，这些研究仍在科学与公众层面共同强化了对空气污染控制必要性的认知。特别是在重大公共健康事件中，PM2.5对易感人群的潜在影响成为EPA重新评估标准充分性的重要背景因素之一，间接推动了 2021 年审查程序的重新启动。环境空气质量标准修订-国际案例研究 08.三、标准审查与修订过程3.1 NAAQS 审查与修订流程美国清洁空气法案第 108 和 109 条规定了 NAAQS 的制定、审查和修订流程，并要求定期审查标准所依据的科学证据以及标准本身。审查是一项漫长的工作，一般包括规划、评估、制定三个主要阶段，如图 1-3。规划阶段从公开征集信息开始，征集新的科学证据和关键的政策和科学问题。通常会召开科学政策研讨会来收集科学界和公众对与政策相关的议题和问题的意见，这些议题和问题将组成审查标准的框架。根据研讨会的讨论和公众的意见，EPA会编制一份综合审查计划(Integrated Review Plan,IRP)，传达整个审查的时间表、审查流程以及指导本轮审查的关键政策相关的科学问题。在评估阶段，EPA 会根据需要准备综合科 学 评 估（Integrated Science Assessment,ISA）、风 险/暴 露 评 估（Risk and Exposure Assessment,REA）以 及 政 策 评 估（Policy Assessment,PA）文件。其中 ISA 是一项系统性的科学审查，关注与政策密切相关的科学领域，包括对于风险和暴露评估，以及对 NAAQS 审查具有重大意义的关键科学依据。REA 在 ISA 提供的信息和结论基础上，对现行或备选空气质量标准下的暴露情况及其相关人体健康或环境风险进行定量评估，并对估算所涉及的不确定性进行说明。在实际操作中，为了简化流程，EPA 近年来已不再单独发布 REA 文件，而是将其相关分析整合至 PA 评估文件中。PA 评估文件对 ISA 和 REA提供的关于空气质量及其影响的科学评估结论进图 1-3.美国 NAAQS 的审查与修订流程来源：U.S.EPA.(2024c)时间规划阶段：基于新的科学信息和与政策相关的问题征集信息研讨会（如有需要）规划文件评估阶段：当前科学信息评估，包括相关的政策影响，尤其是与标准（指标、平均时间、形式、水平）相关的综合科学评估（ISA）风险/暴露评估（REA）（如有需要）政策评估（PA）法规决策阶段：机构决策、跨机构审查和公众意见征集过程拟议决定最终决定公众意见清洁空气科学顾问委员会（CASAC）09 美国篇行整合和解读，并提出不同政策选项作为决策的参考依据。上述评估文件在制定过程中均接受严格的科学审查，所有草案文件须经 CASAC 审阅，并向公众开放征求意见。在综合考虑上述评估文件中的信息以及CASAC 建议的基础上，EPA 发布通知传达关于审查NAAQS的拟议决定。此后进入征求意见阶段，期间会举行公开听证会。EPA 在综合考虑收到的意见后，将发布最终通知，决定是否修订空气质量标准。3.2 2021 年 NAAQS PM 标准审查过程由于 2021 年启动的对 NAAQS 中 PM 标准的审查是对 2020 年维持原标准不变的决议进行重新审查，因此 EPA 并未针对此次审查发布新的IRP。EPA 在宣布重启审查时即明确，将对用于支持上一轮审查决议的文件进行增补和修订，编制 2019 年 ISA 的补充文件以及修订 PA 文件以支持本次重新审查。3.2.1 ISA 补充文件为支撑本轮标准审查，EPA 于 2022 年发布了 ISA 的补充文件，用于更新和扩展 2019 年 ISA中的科学依据。补充文件关注于 2018 年 1 月至2023 年 3 月间发表的文献，涵盖与 PM2.5对健康和福祉影响的研究，尤其突出以下四类研究：（1）针对 PM2.5暴露与心血管疾病及死亡因果关系的流行病学证据；（2）应用更严谨统计方法的流行病学研究；（3）近期关键科学议题研究，包括对接近美国环境 PM2.5浓度的实验性研究、针对 PM2.5暴露与新冠病毒感染和死亡相关性的研究、以及 PM2.5暴露或健康风险在种族/族裔或社会经济地位方面的潜在差异研究；（4）能见度影响及公众偏好研究。评估首先梳理了 PM2.5暴露与心血管疾病关联方面的最新研究。在短期暴露的研究中，PM2.5日均浓度范围多在 7.1-15.4 g/m3之间，研究发现短期暴露会显著增加缺血性心脏病（IHD）、心肌梗死（MI）和心力衰竭（HF）急诊就诊和住院的风险。长期暴露的研究主要聚焦在 PM2.5年均浓度为 8.6-13.7 g/m3的范围，发现其与心血管死亡率，特别是 IHD 和中风死亡率之间存在稳定的正向关联。大多数研究支持浓度-反应关系的线性无阈值假设，即在低浓度下仍持续存在不利的健康效应。在 PM2.5暴露与死亡率方面，有限的聚焦短期暴露的研究发现，在 PM2.5日均浓度为 8.8-12.4 g/m3的范围内，其与死亡风险之间存在关联。大量围绕长期暴露的研究聚焦在 PM2.5年均浓度为5.9-11.65 g/m3的范围内，发现两者之间存在正向关系。浓度-反应关系在高于 8 g/m3浓度时大多呈线性趋势，但在低浓度下仍存在不确定性（可能为亚线性或超线性）。评估还梳理了其他关键科学议题的主要研究。针对接近环境浓度的人体暴露实验表明，在接近35 g/m3浓度下，人体可能出现心率变异性降低和肺功能改变等生理反应，但结果在炎症指标上尚不一致。针对 PM2.5暴露与新冠病毒感染和死亡之间关联的研究初步发现两者存在正相关关系，但由于方法学限制，结果仍存在较大不确定性。在易感人群与不平等暴露方面，研究发现低社会经济地位群体不仅暴露于更高浓度的 PM2.5中，而且因特定疾病（如心肌梗死、充血性心衰）导致的死亡风险更高。另一些研究探索 PM2.5暴露在种族/族裔间的差异，发现黑人群体或居住在以黑人为主社区的人群 PM2.5暴露浓度显著高于非西班牙裔白人群体。黑人和西班牙裔人群也表现出较高的 PM2.5相关健康风险。除与人体健康相关的研究外，评估还梳理了近年来颗粒物对能见度影响的最新研究，这些研究在能见度的衡量指标及其计算方法等方面进行了改进。总体而言，研究结果支持并扩展了得出环境空气质量标准修订-国际案例研究 10 颗粒物与能见度之间存在因果关系的证据。总体而言，评估纳入的最新流行病学以及人体暴露实验研究进一步强化了 PM2.5短期和长期暴露与心血管疾病及全因死亡率之间因果关系，并且表明即使在低于当时年均标准限值（12 g/m3）的低浓度范围中该关联性仍然显著。此外，易感人群（如老年人、儿童、有基础疾病者）以及低收入社区和有色人种群体，受 PM2.5影响更为显著，反映出空气污染在环境正义层面的挑战。3.2.2 PA 文件PA 的作用是帮助在科学评估、技术分析和政策决策之间搭建桥梁，为管理者提出政策选项并为其决策提供参考依据。在评估当前或替代标准时，PA 重点关注标准的基本要素，包括指标、平均时间、统计形式和限值水平。这些要素共同定义每项标准，在评估标准所提供的健康保护和福祉时必须综合考虑。此次重新审议的 PA 参考了 2019 年 ISA 文件以及 2022 年 ISA 补充文件中的科学证据，并进行了空气质量和风险相关的政策分析；同时还参考了 CASAC 委员会在审查本次 PA 草案时提出的建议，以及在审议过程中收到的公众意见。评估报告以政策问题引导的方式为标准修订中需要考虑的关键信息提供支持。在 PM2.5的健康效应方面，PA 基于 2019 年ISA 和其补充文件中的科学证据，以“现有科学证据在多大程度上支持或质疑现行 PM2.5一级标准所提供的公共健康保护”为引导问题展开讨论。评估首先指出，近期研究未发现颗粒物其它特性（例如组分或粒径分级）在环境空气污染浓度、人体暴露和健康效应方面的重要影响，浓度将继续作为 PM2.5主要关注指标。评估依据最新科学证据所确认的 PM2.5长期与短期暴露与健康影响之间的因果关系，以及对较低环境 PM2.5浓度下健康影响关联的支持，指出原有 PM2.5年均浓度标准限值（12 g/m3）可能无法充分避免相关健康影响。此外，近期研究对易感人群的认识未发生根本改变，仍需重点关注儿童、老年人、患病人群及少数族裔（特别是黑人和西班牙裔）及低社会经济地位群体的暴露风险。报告还对相关健康效应证据的不确定性进行了讨论。在 PM2.5的风险评估中，报告以“若仅达到现行标准，相关健康风险有多大？若达到更低的替代标准，风险可降低多少？”为引导问题，对相关风险进行了定量评估，并对估计的不确定性和局限性进行了讨论。评估基于美国多地流行病学研究选取暴露反应关系函数，以与 PM2.5长期及短期暴露相关的全因死亡率作为健康终端，量化估计现行及备选标准下的暴露情况及健康风险。结果显示在仅达到原有 PM2.5年均浓度标准限值（12 g/m3）的情景下，美国每年仍可能发生约40,600 至 45,100 例长期暴露相关死亡，其中黑人群体面临的暴露和健康风险明显高于白人群体。若将限值分别下调至 11、10、9、和 8 g/m3，预计可使相关健康风险减少 7-9%、15-19%、22-28%和 30-37%，黑人群体所获健康收益略高于白人群体。相比之下，将原有 PM2.5 24 小时标准限值（35 g/m3）下调至 30 g/m3的风险减缓作用较为有限。评估结果支持优先修订 PM2.5年均浓度一级标准，以实现广泛的健康效益并缓解种族间的风险差异。政策评估还纳入了 CASAC 及公众对现行PM2.5年均和 24 小时标准保护公众健康能力的意见。CASAC 一致认为当前的年均标准（12 g/m3）不足以保护公众健康，应予加严，多数成员推荐修订值在 8-10 g/m3之间。此外，CASAC 建议未来审查中应强化对高暴露区域、易感人群的保护，并呼吁开展更多关于 PM2.5来源、组成、健康效应（包括超细颗粒物）及生命周期影响的研究。公众意见则存在分化，其中公共卫生和环境领域从业者的意见普遍支持加严标准，而来自工业、制造业或商业组织等领域从业者的评论则倾 11 美国篇向维持现有标准。综合 ISA 及其补充文件中的科学证据、健康风险的定量评估、以及 CASAC 及公众意见等多方面考量，评估指出将 PM2.5年均浓度标准限值从原有的 12.0 g/m3下调至 10.0 g/m3及以下具有合理性。总体来看，将标准限值加严到 10.0 g/m3至 8.0 g/m3的区间，能增强公共卫生保护，并符合多数 CASAC 成员的建议。3.2.3 法规决策阶段在本轮审查中，EPA 综合考虑了修订版PA、ISA 及其补充文件、CASAC 的建议以及公众提交的意见，于 2023 年 1 月发布了关于重新审查 NAAQS PM 标准的拟议决定的通知。该拟议决定提出将 PM2.5年均浓度一级标准限值从原有的 12.0 g/m3下调至 9.0-10.0 g/m3范围内，并同时征求在 8.0-11.0 g/m3范围内其他浓度值作为替代标准的公众意见。该通知阐述了做出拟议决定的依据和理由，并宣布在 2023 年 3 月 28日前征集公众意见，并举行线上公开听证会。在意见征集结束后，EPA 公布了对主要意见的详细回应，意见涵盖了标准审查与修订的全过程，不仅包括对于科学研究证据、风险分析、公众健康、空气质量监测等专业问题的意见，还有涉及修订流程、法律规定等程序性问题的意见。此外，根据美国第 12866 号行政令规定，由于修订 NAAQS属于“重大监管行动”，EPA 需要将相关决议提交给管理和预算办公室（Office of Management and Budget,OMB）审查。最终，EPA 在 2024 年2 月 7 日发布对 NAAQS 中 PM 标准修订的最终决议，将 PM2.5年均浓度一级标准限值从 12.0 g/m3降低至 9.0 g/m3，并规定新标准于 2024 年 5 月6 日起正式生效。环境空气质量标准修订-国际案例研究 12.四、标准修订的成本效益分析美国第 12866 号和第 13563 号行政命令明确要求 EPA 在修订 NAAQS 时开展监管影响分析（Regulatory Impact Analysis,RIA），对新标准潜在的成本和效益进行评估，并将其充分告知政府部门及公众。针对此次 PM2.5标准修订的 RIA通过政策情景设置、成本效益估算、宏观经济分析等环节对标准修订的成本及收益进行了全面 分析。4.1 基线和政策情景设置RIA 首先定义了对应现行标准的基线情景，和对应修订标准及替代标准的政策情景，以便衡量实施新标准所带来的额外影响，及潜在政策选项之间的影响差异。其中，报告基于修订前的PM2.5年度和 24 小时标准限值组合 12/35 g/m3，以及联邦及各州法规、执法行动、人口变化及潜在经济增长等因素建立了基线情景；围绕修订后9/35 g/m3标准限值组合，以及三个替代标准限值组合 10/35 g/m3、8/35 g/m3和 10/30 g/m3 建立了政策情景。模型结果显示，至目标年份2032 年，基线情景下全国达标需要每年减少7526 吨 PM2.5排放，政策情景下全国达标需要每年减少 13303-81073 吨 PM2.5排放，如表 1-2。4.2 成本和效益估算基于减排量结果，RIA 使用控制策略工具（Control Strategy Tool,CoST）和控制措施数据库（Control Measures Database,CMDB），识别达标所需的应用于不同排放源的控制措施，并估算相应减排量和工程成本。需要说明的是，这些控制措施并不能完全实现达标所需的减排量，仍需要额外的减排量。以修订标准组合 9/35 g/m3 为例，在东北、东南、西部和加利福尼亚州，通过控制措施可分别实现达标所需减排总量的98%，68%，44%，和 26%。这些区域包含山谷、盆地、边境等，会受到复杂地形条件、跨境传输、野火的影响，增加达标难度。表 1-3 列出了修订及替代标准组合下估算的达标工程成本，其中 9/35 g/m3标准组合对应的成本约为 5.9 亿美元，控制成本最高的是面源扬尘（3.9 亿美元），其次为非发电机组点源（1.1 亿美元）。效益估算部分主要聚焦于标准修订对人体区域12/3510/3510/309/358/35东北01,0321,0736,97420,620东南05315313,27918,658西部1,4949876,6733,13210,277加州6,03210,75316,66019,40231,518总计7,52613,30324,93832,78681,073来源：U.S.EPA.(2024b)表 1-2 各情景下 2032 年达标所需 PM2.5减排量（吨/年）13 美国篇健康的影响。RIA 基于 ISA 及其补充材料中的毒理、临床和流行病学证据，选择最可信的可归因于 PM2.5污染暴露的人类健康影响作为健康终端，使用空气质量变化健康效益评估软件 BenMAP-CE（Benefits Mapping and Analysis ProgramCommunity Edition），基于健康影响函数对 2032年由年均 PM2.5浓度变化导致的过早死亡和疾病数量进行量化估计，再基于流行病学中对空气污染减少而避免的特定健康影响的支付意愿研究，对上述健康影响进行货币化估值。对于缺乏支付意愿数据的健康影响，则基于治疗或减轻影响所需的成本对其健康影响进行经济评估。例如，对于入院，报告使用医疗成本来反映避免入院的健康影响的价值。RIA 基于两类不同流行病学研究对 PM2.5的健康风险进行估计，计算了为达到政策情景下空气质量标准而实施假设性控制措施带来的健康收益。针对修订标准组合 9/35 g/m3，预估健康收益为 220 亿美元和 460 亿美元，如表 1-3。此处估算的收益是针对政策情景标准实施假设性控制策略可以带来的健康收益。如果不考虑达标可行性，假设在目标年份充分达到修订及替代标准组合的空气质量，预估的健康效益将增加一倍左右。表 1-3 还列出了不同标准组合在 2032 年的货币化收益、成本、和净收益估值。其中，修订标准组合 9/35 g/m3的货币化净效益约为 220 亿美元和 460 亿美元。此外，EPA 还计算了 2032至 2051 年二十年间货币化效益和成本的现值（Present Value,PV），以及等效年化值（equivalent annualized value）。按照 3%和 7%折现率计算在 2023 年的现值（以 2017 年美元计），得出修订标准组合 9/35 g/m3的二十年净收益现值分别约为 5400 亿美元和 2800 亿美元，约合等效年化值 360 亿美元和 270 亿美元。4.3 宏观经济分析除了达标所需的成本和健康收益等直接影响，决策者还应关注标准修订对宏观经济的影响，即对其它经济生产部门和活动产生的间接影响。宏观经济影响的分析使用可计算一般均衡（Computable General Equilibrium,CGE）模 型进行。2015 年，EPA 在科学顾问委员会（Science Advisory Board,SAB）中召集研究团队，讨论使用整体经济模型来评估监管措施的成本、收益和经济影响的技术优点和挑战。在其最终报告中，SAB 建议 EPA 将 CGE 模型模拟整合到 RIA 中，区域10/35 g/m310/30 g/m39/35 g/m38/35 g/m3收益a85 和 170100 和 210220 和 460480 和 990成本b23.45.915净收益83 和 17099 和 210220 和 460460 和 970注：a.假设与 PM2.5暴露相关的部分过早死亡和肺癌的发生在暴露后的 20 年内以分布式方式发生。表中为按 3%的实际折现率计算的收益，两个收益估值分别对应两类不同流行病学研究估算的 PM2.5健康风险。这些收益估算不包括无法量化的额外健康和福祉收益。b.成本采用 7%的利率进行年化计算。来源：U.S.EPA.(2024b)表 1-3 2032 年修订及替代标准组合下实施假设性控制策略的收益、成本及净收益（亿美元，以 2017 年美元计）环境空气质量标准修订-国际案例研究 14 5.1 评估中的不确定性与未来研究方向在科学研究、风险评估、政策制定的过程中，不确定性往往难以避免，因为研究既无法获得所有相关信息，也受限于各种复杂的客观条件，使得研究结果存在一定偏差。对不确定性的识别是科学决策和风险管理过程中的关键步骤，有助于通过识别当前研究的不确定性，明确未来的改进方向，提升未来决策的可靠性。在美国最新一轮标准修订中，政策评估环节介绍了本次修订中面临的两类不确定性问题，即健康效益的不确定性和风险评估的不确定性。健康效益不确定性主要涉及流行病学研究结果差异、利用混合建模方法估算 PM2.5暴露浓度、研究报告的PM2.5浓度与区域设计值之间的差异、以及混杂变量等。而风险评估不确定性则包括暴露反应关系函数的选取、模拟空气质量情景方法的差异、对差异较大的风险估算置信区间的整合，以及其他包括空气质量建模、线性插值/外推进行浓度调整、气象及社会经济等混杂因素、暴露误差等。这些不确定性影响了对健康效益和风险的量化估计及其解读，对决策带来挑战。考虑到本次修订中面临的不确定性问题，EPA 确定了未来 PM2.5研究和数据收集的关键领域，以减少未来审查 PM2.5标准中的不确定性。这些关键领域包括但不限于：（1）进一步研究 PM2.5对人体健康的影响途径，特别是探索控制混杂因素的替代方法，以评估 PM2.5暴露与死亡或发病之间的因果性质。（2）进行 PM2.5浓度低于 12.0 g/m3时的政策影响或准实验性流行病学研究，以便全面了解低浓度下 PM2.5的健康影响。（3）对超细颗粒物（UFPs）进行额外的健康研究，特别关注 UFPs 对健康的潜在影响。（4）研究不同来源的 PM 的化学组成对人体健康的影响。（5）评估特定群体相比一般人群在 PM2.5暴露方面的风险情况，以及 PM2.5暴露可能对这些群体产生更高风险影响的可能性。（6）探索短期和长期 PM2.5暴露与疾病发展与恶化之间的关系，并研究它们之间的相互作用。除了研究和数据收集外，还需要在流行病学.五、标准修订过程中的挑战与回应以对空气法规的影响进行更全面的评估。为响应SAB 的建议，EPA 开发了新的 CGE 模型 SAGE，并由 SAB 完成同行评审。但由于这一模型尚不具备准确模拟受控排放清单部门（例如，区域扬尘清单部门、户用木材燃烧清单部门）所需的分辨率，因此在此次 RIA 中并未使用该模型进行 定量分析。EPA 在 2008 年针对 NAAQS 中 O3标准修订的 RIA 中，曾采用动态 CGE 模型粗略估算末端治理措施成本的宏观经济影响，模拟了消费者和生产者对减排工程成本引起的价格变化的反应，但未能将标准修订相关的环境外部性和社会效益纳入模型。EPA 还曾于 2011 年对清洁空气法案1990 年修正案进行经济分析，其中的宏观经济分析部分首次尝试纳入健康效益评估。具体而言，模型设定健康效益会在三个层面影响宏观经济：医疗支出、空气污染相关死亡、疾病造成的劳动力变化。以上评估中的宏观经济分析结果均显示减排工程成本对 GDP 的影响很小。对清洁空气法案1990 年修正案的宏观经济分析显示，在纳入健康效益后，达标所需减排工程成本引起的负面经济影响将被抵消。15 美国篇研究中报告更详细的信息，包括详细阐述用于计算平均 PM2.5浓度的具体方法，以及对 PM2.5浓度与健康效应相关性评估中使用的数据进行细致的描述性统计分析。5.2 反对意见与回应尽管此次修订PM2.5标准得到了美国科学界、医学界和环保界的普遍认可和支持，但也有部分行业和议员提出了反对意见。美国森林与纸业协会（AF&PA）认为，收紧标准会对造纸业在内的制造业产生负面影响。新标准将导致新项目更难通过审批获得许可证，阻碍造纸行业的现代化项目和其他项目的升级。该协会还指出，造纸业在总 PM2.5排放中的份额不到 1%，且一直致力于减少排放，但新标准没有解决 PM2.5的主要来源问题，如野火、扬尘和尾气，而这些来源对公共健康有直接影响。造纸业希望 EPA 在最终确定新规则之前制定一个实施计划，以便行业有明确的达标路径，同时呼吁考虑现实模型，更准确地反映实际条件。美国商会也对新标准表达了类似的担忧，认为收紧标准将会对美国大部分地区的许可证发放产生严重影响，从而阻碍经济增长。遵守新标准将非常困难，因为目前 84%的排放来自于难以控制的非工业源，如野火和道路扬尘。尽管 EPA称野火有豁免许可，但在过去，所有的豁免申请中有 70%未获得批准，而且申请豁免的过程既耗时又难以管理。美国商会建议 EPA 应保留之前的标准，并专注于解决非工业排放问题。还有部分参议员敦促 EPA 撤销新标准。他们认为，收紧 PM2.5标准将导致全国范围内的非达标区域增多，增加排污许可管理和监管的负担。而没有可行的达标路径，可能导致不利的经济后果，例如制造业外流、就业流失和影响能源安全，同时对公共健康和环境几乎没有益处。因此，他们呼吁 EPA 在下一次五年审查周期中再评估NAAQS，确保标准在技术和经济上是可行的。可见，反对意见主要认为新的 PM2.5标准会影响产业和经济发展，且当前美国的 PM2.5浓度已经处于较低水平，主要的 PM2.5的排放源是人力难以控制的野火、道路扬尘等，因此没有必要进一步收紧 PM2.5标准。针对此类意见，EPA 回应称，根据清洁空气法案的规定，一级国家环境空气质量标准必须足以保护公共健康并提供足够的安全空间。这要求 EPA 在做出判断时，既不能夸大也不能低估科学证据的力量和局限性，以及从证据中得出的适当结论。EPA 在做出决定修改 PM2.5年度标准时，综合考虑了多方面的科学证据，包括表明健康效应与 PM2.5浓度相关的流行病学研究，特别是已有研究发现，现行标准中PM2.5浓度水平或更低水平下仍存在健康风险。此外，EPA 还考虑了定量风险评估信息，参考了CASAC 的建议，以及公众提交的意见。这些因素共同影响了 EPA 对现行 PM2.5年度标准进行修改的决策。换句话说，这是一个基于科学证据和各方意见综合权衡的决策过程。环境空气质量标准修订-国际案例研究 16.美国篇参考文献American Forest&Paper Association.(2023).Why EPA Should Not Finalize the Particulate Matter NAAQS Standard.https:/www.afandpa.org/news/2023/why-epa-should-not-finalize-particulate-matter-naaqs-standardBachmann,J.(2007).Will the circle be unbroken:a history of the US National Ambient Air Quality Standards.Journal of the Air&Waste Management Association,57(6),652-697.Congressional Research Service.(2020).Ozone and Particulate Matter Air Standards:EPA Review.https:/ al.(2012).Risk of nonaccidental and cardiovascular mortality in relation to long-term exposure to low concentrations of fine particulate 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Directive）的形式制定覆盖多种主要空气污染物的统一管理框架，该框架确立了空气质量管理的基本目标和原则。在其授权下，欧盟委员会随后在此框架下陆续制定了一系列针对具体污染物的“子指令”（Daughter Directives），包括针对SO2、NO2、NOx、PM 和 铅 的 1999/30/EC；针对苯和 CO 的 2000/69/EC；针对 O3的 2002/3/EC；以及针对砷、镉、汞、镍和多环芳烃的2004/107/EC。该指令详细列出了污染物的具有法律约束力的限值、需要努力达到的目标值、触发紧急措施的警戒阈值等标准，并对评估方法和达标期限进行了规定。此外，该指令还明确了欧盟成员国在空气质量管理相关方面的核心义务。2008 年，为提升政策整合性与执行效率，欧盟颁布欧洲环境空气质量和更清洁空气指令（2008/50/EC），整合并取代了 96/62/EC 框架指令及三项子指令（保留了 2004/107/EC），成为欧盟近十几年来治理空气污染的主干法规。2008/50/EC 首 次 引 入 对 PM2.5的 年 均 限 值 要求，并设置暴露浓度要求（Average Exposure Obligation），以降低人口密集区的长期暴露风险。2019 年，欧洲委员会公布了对 2008/50/EC和 2004/107/EC 的适应性检查，以评估它们是否有效达到预定目标。基于评估结果，欧盟于 2020年启动了对两个指令的修订进程，最终于 2024 年11 月 20 日正式发布新版指令 EU 2024/2881，并于 2024 年 12 月 10 日起正式生效，欧盟成员国需要在 2026 年 12 月 11 日前将新版指令转化为本国的法律。新版指令将 PM2.5的年均浓度限值由 25 g/m3 收紧至 10 g/m3，且要求于 2030 年 1 月 1 日前达到新标准，同时新设立了 PM2.5的日均浓度限值（25 g/m3），且要求每年超标的次数不多于18次。新版指令中的环境空气质量标准如表 2-1。1.2 欧盟环境空气质量标准与达标情况近几十年来，欧盟通过这些指令的实施显著改善了区域空气质量，欧洲多地的空气污染水平呈持续下降趋势。2000-2023 年间，暴露于超过2008/50/EC 和 2004/107/EC 中为保护人类健康所设定的污染物浓度限值的城市居民比例明显下降，尤其在 PM 和 NO2方面最为显著（如图 2-1）。然而，空气污染仍然是欧盟地区最大的环境健康风险之一，导致疾病、生活质量下降、与过早死亡。2022 年，分别有 19%、13%、9%和不到1%的欧盟人口暴露于未达到 2008/50/EC 指令中 O3、BaP、PM10和 PM2.5标准的环境空气中。环境空气质量标准修订-国际案例研究 20 注：新版指令中的环境空气质量标准包括以保护人体健康为目的的污染物限值、臭氧目标值和长期目标、以保护植被和生态系统为目的的临界值、警戒和信息阈值、以及平均暴露要求指标。此处表格仅列出 2030 年 1 月 1 日需达到的以保护人体健康为目的的污染物限值。来源：欧盟指令 EU 2024/2881污染物平均周期限值达标形式PM2.524 小时25 g/m3每年超标不得超过 18 次年均值10 g/m3PM1024 小时45 g/m3每年超标不得超过 18 次年均值20 g/m3NO21 小时200 g/m3每年超标不得超过 3 次24 小时50 g/m3每年超标不得超过 18 次年均值20 g/m3SO21 小时350 g/m3每年超标不得超过 3 次24 小时50 g/m3每年超标不得超过 18 次年均值20 g/m3苯(C6H6)年均值3.4 g/m3CO日最大 8 小时平均值10 mg/m324 小时4 mg/m3每年超标不得超过 18 次铅(Pb)年均值0.5 g/m3砷(As)年均值6.0 g/m3镉(Cd)年均值5.0 g/m3镍(Ni)年均值20 ng/m3苯并 a 芘(BaP)年均值1.0 ng/m3表 2-1 新版指令 EU 2024/2881 中要求 2030 年 1 月 1 日前应达到的 以保护人类健康为目的的污染物及标准限值图 2-1.欧盟 27 国暴露于超标环境空气中的城市人口比例（2000-2023）注：参照标准为欧盟指令 2004/107/EC 和 2008/50/EC 中的环境空气质量标准。来源：European Environment Agency(EEA)(2025b)21 欧盟篇若参照 WHO 指导值，则分别有 96%、94%、88%、83%和 65%的欧盟人口暴露于未达到PM2.5、O3、NO2、PM10和 BaP 指导值的环境空气中（如图 2-2），这凸显了采取额外措施降低相关健康风险的必要性。2023 年，分 别 有 99%、96%、98%和82%的监测站点能够达到 2008/50/EC 指令中PM2.5、PM10、NO2、O3的标准。若参照 2024 年新版指令中的更严格标准，达标情况则不容乐观，能达到 PM2.5、PM10、NO2、O3标准的监测站点比例分别降至 59%、65%、70%和 71%。若参照 WHO 指导值，达标站点比例则进一步大幅下降，仅有8%的站点能达到PM2.5年均浓度指导值，达到 O3指导值的站点仅占 2%（如图 2-3）。从地理分布来看，意大利、土耳其及大多数西巴尔干国家的 PM2.5年均浓度仍未达到2008/50/EC 中的标准；若参照新版指令中的标准，东欧和南欧地区将有大量站点超标（如图2-4）。图 2-2.2022 年暴露于超过欧盟环境空气质量标准和 WHO 指导值的环境空气的欧盟城市人口比例注：欧盟标准为欧盟指令 2004/107/EC 和 2008/50/EC 中的环境空气质量标准。来源：EEA(2024a)欧盟标准WHO 指导值PM2.5 PM10 O3 NO2 BaP SO2环境空气质量标准修订-国际案例研究 22 图 2-3.2023 年欧盟主要空气污染物年均浓度站点达标率来源：EEA（2025a）?图 2-4.2023 年欧盟监测站点 PM2.5年均浓度来源：EEA（2025a）（a）基于欧盟 2008/50/EC 指令 PM2.5年均限值（25 g/m3）的比较（b）基于欧盟 EU 2024/2881 指令 PM2.5年均限值（10 g/m3）的比较 23 欧盟篇2.1 空气污染在健康及生态系统方面的持续挑战空气污染是欧盟最大的环境健康风险。欧洲环境署（European Environment Agency,EEA）报告显示，在 2022 年，暴露于超过 WHO 的PM2.5、O3和 NO2指导值水平的环境空气中分别导致欧盟成员国约 23.9 万人、7 万人和 4.8 万人的过早死亡。社会中的脆弱群体，例如社会经济地位较低的群体、老年人、儿童和已有健康问题的人则更容易受到影响。据估计，在欧洲经济区成员国和合作国家，每年有超过 1200 名 18 岁以下的人群死于空气污染。此外，空气污染也会影响生态环境，造成农作物产量和经济损失。2022 年，欧盟 73%的生态系统区域因氮沉降而导致的富营养化超过了临界负荷。约三分之一的欧洲农业用地暴露在高于欧盟规定保护植被阈值的地面臭氧浓度中，导致农作物受损、产量下降，估计经济损失至少达 20亿欧元。臭氧也会降低森林的生长速度，并影响生物多样性。2022 年，欧洲经济区成员国森林总面积的 62%暴露在超过保护森林免受侵害的臭氧临界水平。2.2 当前环境空气质量指令不足以完全实现目标2019 年 11 月，欧洲委员会完成并公布了对2008/50/EC 和 2004/107/EC 的适应性检查，以评估两个指令是否有效达到预定目标。结果显示，指令部分有效地改善了空气质量，但其效果并不彻底，至今未能完全实现所有设定目标。虽然欧盟已为主要空气污染物设定了明确的限值，在降低浓度和减少超标频次方面起到了关键作用，但仍存在不足。在环境空气质量标准设定方面，标准与当时的环境健康科学共识脱节，与当时 WHO 提供的指导值仍存在明显差距。此外，指令缺乏根据最新科学研究成果动态修订标准的明确机制，标准的动态适应性不足，削弱了其长期保护健康的效果。在执行层面，适应性检查也识别出监测网络的差异、空气质量信息和沟通协调性、以及标准执行和污染源头控制措施力度等方面的不足与改进方向。这些发现促成了欧盟对指令的系统性更新，包括修订环境空气质量标准，以确保更有效地保护公共健康和环境。2.3 响应欧洲绿色协议提出的零污染目标2019 年，欧盟委员会正式发布欧洲绿色协议（European Green Deal），确立了欧盟到2050 年温室气体达到净零排放并且实现经济增长与资源消耗脱钩的总体愿景，同时明确将“零污染”作为核心环境目标之一。在空气污染治理方面，协议呼吁尽快修订当时的指令，以更好地反映最新的科学共识。欧盟委员会承诺通过立法手段加快减少空气污染物的排放，并设定更加严格的空气质量标准，以缩小与 WHO 指导值之间的差距。作为落实 欧洲绿色协议 的具体政策行动，欧盟于 2021 年发布了零污染行动计划（Zero Pollution Action Plan）。该行动计划明确提出到2030 年空气质量相关的目标，主要包括：将空气污染导致的过早死亡人数相比 2005 年水平减少55%，并将空气污染威胁生态多样性的欧盟生态系统面积比例减少 25%。该行动计划指出，当时的指令未能充分保障人群健康，尤其是对儿童、老年人和弱势群体的保护不足。因此，行动计划明确提出将对指令进行修订，以加强公共健康保.二、修订指令的驱动因素环境空气质量标准修订-国际案例研究 24 护效能，并通过引入更加健全和具有约束力的治理机制来提高空气污染治理执行力。2.4 WHO 更新全球空气质量指南2021 年，WHO 发布了更新版的全球空气质量指南，这是自2005年以来的首次重大修订。此次更新基于近年来大量流行病学和环境健康研究的积累，明确指出即使在较低浓度的空气污染水平下，仍能发现对人类健康的显著不利影响。这一科学共识促使 WHO 对包括 PM2.5在内的多种主要空气污染物提出更新的指导值与过渡目标。其中，PM2.5的年均浓度指导值由原先的 10 g/m3收紧至 5 g/m3，凸显了最新科学研究对低剂量暴露健康风险的关注。新指导值的提出为各国修订本国的环境空气质量标准提供了参考和依据。.三、指令修订过程欧盟委员会于 2020 年 12 月发布了启动指令修订的初期影响评估（Inception Impact Assessment）文件。该文件为修订指令提供了方向性框架，标志了此次修订工作的启动。此后，欧盟委员会启动修订准备工作，包括广泛征求利益相关方意见，并开展影响评估以系统分析不同政策选项对健康、环境和社会经济的影响。2022年 10 月，欧盟委员会正式发布指令修订提案，随后进入欧盟立法程序。2024 年 2 月，欧盟三方机构就修订内容达成初步政治协议，最终文本于2024 年 4 月获得通过，标志着指令修订进程的基本完成。3.1 利益相关方咨询为支持指令修订的相关决策，欧盟委员会开展了系统性的利益相关方意见咨询。咨询旨在收集外部知识与数据，弥补信息缺口，以汇集对政策选项及其可行性和潜在影响的看法，确保不同利益群体的意见在影响评估中得到充分体现和反映。此次咨询围绕三个政策领域展开：（1）在多大程度上、以及如何实现欧盟空气质量标准与WHO 最新指南的一致性，及其可行性；（2）如何改进相关法律条文及其协调性，包括关于处罚、公众信息披露和空气质量评估等方面；（3）如何加强空气质量监测、模型及达标规划。咨询涵盖以下五类利益相关方：包含欧盟成员国及其各级政府机构和其他相关机构在内的公共部门；社会团体与非政府组织（NGO）；包含商会、行业组织、工会和各类公司在内的产业与企业界；学术与科研机构；以及对空气污染议题感兴趣的公众。咨询活动主要包括三种方式：公众公开咨询、定向利益相关方咨询、利益相关方会议。其中公众公开咨询通过在线问卷方式向所有感兴趣的公众和利益相关方开放，旨在识别开展影响评估相关的问题，并收集公众对修订中潜在政策选项的预期目标及其潜在影响的初步意见。该问卷从2021 年 9 月 23 日-12 月 16 日期间开放 12 周，最终收到 934 份回应。基于公开咨询结果，定向利益相关方咨询就潜在政策目标、可行性和潜在影响等专业问题开展问卷调查和访谈，面向所有成员国及欧盟层面的特定对象进行。定向问卷调查收集了在空气质量相关欧盟法规方面具有兴趣或工作经验的组织的深入意见，重点向各级公共主管机构、学术界与研究机构、工商业组织、民间团体与非政府组织等机构分发。问卷调查分为两个部分，分别于2021 年 12 月 13 日和 2022 年 1 月 13 日发布，25 欧盟篇答复截止日期均为 2022 年 2 月 11 日。针对政策领域（1）的第一部分共收到 139 份答复，来自24 个成员国；针对政策领域（2）和（3）的第二部分共收到 93 份答复，来自 22 个成员国。利益相关方会议旨在协助识别并确认政策措施，并收集有助于政策完善的反馈意见。在利益相关方咨询期间共开展两次会议。第一次利益相关方会议于 2021 年 9 月 23 日召开，旨在识别并确认影响评估（Impact Assessment）中需解决的问题，并收集关于标准修订水平的初步意见。来自 27 个成员国的 315 名利益相关方代表参加了会议。第二次利益相关方会议于 2022 年 4 月 4日召开，旨在收集用于支持欧盟委员会完成影响评估的反馈。共有来自 23 个成员国的 257 名利益相关方代表参加。两次会议的代表均覆盖了所有利益相关方群体。各利益相关方群体在空气质量政策领域的反馈意见出现分歧，对空气污染物限值的严格程度及实施范围上的意见存在显著差异，体现出政策制定过程中需在健康保护、经济影响与技术可行性之间取得平衡。公共部门代表普遍认为，近期内难以实现WHO 的指导值，主张设定较宽松、适用所有地区的限值，例如 PM2.5年均浓度限值可以设定为10 g/m3或 15 g/m3。学术与科研机构也认为 WHO 指导值难以实现，倾向设定适用于全境的PM2.5年均浓度限值，如 10 g/m3或 15 g/m3。社会团体与 NGO 相对更有雄心，大多数认为 WHO 指导值可通过额外努力实现，支持设定更严格的覆盖所有地区的限值。产业与企业界代表普遍认为执行 WHO 指导值非常困难，倾向设定更为宽松的限值，例如将 PM2.5年均限值设为 25 g/m3，并建议仅在特定监测站点适用，而非全国。欧盟公众代表则关注确保现行标准的实现，强调标准法律效力的重要性。3.2 影响评估与其支持研究指令修订的影响评估工作于 2020 年 12 月正式启动，由欧盟委员会牵头，组建跨部门工作组，成员包括秘书处、能源总司、气候行动总司、经济与金融事务总司等多个机构。评估期间，工作组共召开八次会议，围绕修订路线图、评估框架、利益相关方协商机制及相关政策衔接等关键议题开展讨论。为支撑政策选项的定性与定量分析，欧盟委员会委托科研机构以及咨询公司等专业机构开展对指令修订影响评估的研究，提供数据支撑、建模分析与政策建议。影响评估的核心目标是识别并评估可行政策路径，以推动欧盟空气质量标准更接近 WHO 的最新指导值。3.2.1 问题识别与潜在措施制定支持影响评估的研究团队识别了指令相关的四大问题领域：1）环境与健康方面的不足，如欧盟标准未与 WHO 指导值保持一致；2）执法与治理方面的不足，如超标情况并未都得到及时的处理，空气质量改善规划并不能有效治理所有污染源；3）监测与评估方面的不足，如过度灵活使用某些监测方法影响了数据的可比性；4）信息与沟通方面的不足，如公众感觉空气污染及其影响的信息公开不足。研究团队针对上述问题识别了一系列干预措施。首先建议将原有的两项指令 2008/50/EC 和2004/107/EC 合并，删除冗余条款。其次识别了68 项具体干预措施。这些措施被单独评估，也被组合为若干政策选项进行组合评估。干预措施的制定依据包括：（a）适应性检查结果；（b）来自欧洲国家空气质量参考实验室网络（AQUILA，European Network of National Air Quality Reference Laboratories）和空气质量模型论坛（FAIRMODE，Forum for Air Quality Modelling）的空气质量专家群体对修订指令的影响评估的反馈；（c）研究团环境空气质量标准修订-国际案例研究 26 队的专业知识；（d）并行开展的关于加强指令中空气质量监测、建模和规划研究的成果；（e）相关文献综述的结果。针对“环境与健康方面的不足”这一问题，研究提出了一系列以污染物标准修订为核心的干预措施，覆盖 12 种主要空气污染物：PM2.5、PM10、NO2、O3、SO2、CO、C6H6、BaP、Pb、As、Cd、Ni。具体建议包括修订长期空气质量标准、修订或新增短期空气质量标准和预警阈值、修订或新增平均暴露浓度限值、以及探讨对新的污染物设立空气质量标准。这些干预措施被进一步整合为 I-1 至 I-6 六个政策选项，主要内容如下。I-1：2030 年 PM2.5实现 WHO 指导值，即年均浓度 5 g/m3、日均浓度 15 g/m3 I-2：2030 年 PM2.5实 现 WHO 过 渡 目 标IT-4，即年均浓度 10 g/m3、日均浓度 25 g/m3 I-3：2030 年 PM2.5实 现 WHO 过 渡 目 标IT-3，即年均浓度15 g/m3、日均浓度37.5 g/m3 I-4：为新的空气污染物设立标准 I-5：加 严 PM2.5暴 露 浓 度 限 值，设 立PM10、NO2、O3暴露浓度限值 I-6：定期审查空气质量标准3.2.2 政策选项评估结果本次影响评估共分析了 19 项由不同干预措施构成的政策选项，最终筛选出 15 项政策选项。其中，针对“环境与健康方面的不足”的 I-1 至I-6 六个政策选项，评估结果如下。在可行性层面，政策选项 I-3 仅通过技术减排措施即可实现。而政策选项 I-1 和 I-2 则需要付出巨大的额外努力来实现。针对 I-1，仅凭现有技术甚至无法完全实现，需要针对特定排放源采取具体的措施。在成本最优情景下，实现 I-1和 I-2 的减排驱动力主要来自工业、住宅取暖和农业领域。在政策选项 I-3 下，2030 年，超过 PM2.5年均浓度限值 15 g/m3的站点比例将由 2020 年的16%降至 0.8%，略优于以现行欧盟指令实施状况作为基线情景下的 1.2%；约 40 万人暴露在超标浓度下。政策选项I-2呈现更强的减排效果，2030年，超过 PM2.5年均浓度限值 10 g/m3的站点比例将由 2020 年的 52%降至 2030 年的 6%（基线情景 15%）；约 1160 万人暴露在超标浓度下，仅10 万人的暴露浓度水平超过 I-3 的 15 g/m3。政策选项 I-1 虽然最具雄心，但技术挑战也最大。2030 年，超标站点将从 2020 年的 95%降至 2030 年的 71%（基线情景 85%）。暴露在超标浓度下的人口超过 2.25 亿；其中 1150 万人暴露浓度水平高于 I-2 的 10 g/m3。即便将目标年份延后至 2050 年，仍将有 1.11 亿人的暴露浓度水平高于 5 g/m3。在健康与生态影响方面，三个政策选项均带来显著的积极影响，且梯度差异明显。从健康影响看，与基线情景相比，实施政策选项 I-3 将使与 PM2.5和 NO2暴露相关的死亡率分别降低 38%和 12%；实施政策选项 I-2 的降幅进一步扩大，分别为 49%和 16%；实施政策选项 I-1 效果最为显著，降幅达到 53%和 20%。在生态影响方面，2030 年基准情景下，预计 69%的生态系统区域将因氮沉降超标而面临富营养化风险。实施政策选项 I-3、I-2 和I-1 可将该比例分别降至 61%、58%和 55%。在社会影响方面，敏感人群（包括儿童、孕妇、老年人以及患有基础疾病的人群）是当今受空气污染影响最严重的群体。因此，在大多数情况下，他们将获得最多的因空气质量改善产生的健康效益。对政策选项 I-4 至 I-6 的评估旨在识别它们是否能使指令更加有效且具有前瞻性。I-4 获得了来自社会团体、NGO 和学术界的广泛支持，但I-4 因科学证据不足未被采纳。建议优先建立统一监测体系，后期再通过建立定期审查机制持续关注新的污染物。对于 I-5，利益相关者表示了一定的支持。建议可基于现有的监测，采用更合 27 欧盟篇适的区域分辨率来建立相关指标，以助力实现背景 PM2.5持续下降。对于 I-6，评估认为该机制将确保欧盟政策制定与科学发展实现同步。该政策选项受到利益相关方的普遍支持，仅部分公共机构对此持保留态度。3.3 提案发布、立法协商与协议达成欧盟的立法倡议由欧盟委员会提出，提交欧洲议会和欧盟理事会分别审议并提出意见，然后通过“三方对话”达成协议并最终表决。在欧洲绿色协议框架下，欧盟委员会于 2022 年 10月 26 日发布了环境空气质量指令修订提案（Proposal for a revision of the Ambient Air Quality Directives）。提案将当时适用的两项指令合并为一项统一的指令，并在引入 2050 年“零污染”目标的同时，以政策选项 I-2 中对应的污染物浓度标准为基础，设定了到 2030 年更加接近 WHO 指导值的空气质量标准。提案还明确了标准的定期审查机制，要求欧盟委员会在 2028 年 12 月 31 日前基于最新科学证据评估标准的适用性，并考虑是否纳入更多空气污染物，并于未来每五年开展一次审查。提案还明确了因违反欧盟空气质量标准而导致健康受损时的公众赔偿权利，并对公众空气质量信息披露、司法救济、处罚规则以及空气质量监测和建模方面的要求进行了更新和说明。提案随后被提交给欧洲议会，并由环境、公共卫生与食品安全委员会（Committee on the Environment,Public Health and Food Safety,ENVI）主导审议。ENVI 于 2023 年 6 月 27 日通过其审议报告，主张对包括 PM2.5、PM10、NO2、SO2和 O3等在内的多种污染物设定更严格的2030 年限值和目标值，并建议明确区分用于确保空气质量新标准实现的“空气质量路线图”与发生标准超标事件时的“应对方案”。报告建议成员国在高污染区域新增黑碳、氨和汞的监测点，增加采样点数量，并提高“超级站点”的覆盖率。此外，空气质量指数需在全体成员国间具备可比性，并附带污染物健康风险说明。报告还建议明确赔偿规则，提出应优先将罚款收入用于改善空气质量。2023 年 9 月，议会全体会议以 363 票赞成、226 票反对、46 票弃权通过了该报告，决定分阶段实施限值：2030 年先实现提案标准，2035 年再实现 ENVI 建议的更严格标准。欧盟理事会于 2023 年 11 月 9 日发布了对提案的意见和建议。主要包括：将 BaP、As、Cd和 Ni 的标准继续作为目标值（而非限值）维持至2030 年；允许成员国在特定情形下申请最长 10 年（至 2040 年 1 月 1 日）的达标延期，延期理由可包括例如人均 GDP 低于欧盟平均且低收入家庭占比较高，或模型预测无法如期达标。理事会还主张在空气质量建模方面保留一定灵活性，增强对跨界污染的应对条款，并要求欧盟委员会在 2030 年前审查标准的适用性、污染物范围、达标期限、跨界污染条款等，并在此后定期审查。此外，理事会对司法救济、赔偿和处罚条款进行了大幅度的修订。2024 年 2 月 20 日，三方就修订案达成临时协议。协议对多种污染物设定了更严格的标准，并要求委员会在 2030 年底前（及之后每五年）评估欧盟标准与 WHO 指导值和最新科学证据之间的一致性。成员国可在特定条件下申请最长 10年的达标延期。三方同意设立“空气质量路线图”制度，以及包含健康影响信息的标准化的空气质量指数体系。协议还引入了新的司法救济和赔偿机制条款。该临时协议体现了欧盟在平衡公共健康、环境保护与经济现实之间的努力，为未来欧盟空气质量治理提供了更明确的法律与制度框架。最终文本于 2024 年 4 月 24 日获得欧洲议会通过（381 票赞成、225 票反对、17 票弃权），并于 2024 年 10 月 14 日获理事会批准。该法案于 2024 年 10 月 23 日正式签署，并于 2024 年11 月 20 日在欧盟官方公报发布。新指令于 2024年 12 月 10 日起正式生效，并规定成员国必须在2026年12月11日之前将该指令转化为本国法律。环境空气质量标准修订-国际案例研究 28.四、指令修订的成本效益分析欧盟委员会于 2015 年提出一套监管优化议程（Better Regulation Agenda）来优化政策法规。优化监管的方向是制订能够实现目标，同时具有针对性、有效性、易于遵守、且成本最优的政策。因此，成本效益分析是欧盟政策制定流程中的重要组成部分。在此次指令修订过程中，影响分析报告对潜在政策选项的成本和收益进行了评估，并给出了效益成本比。这些信息有助于筛选成本效率最优的方案，并指导如何更好的设计行动方案以实现政策目标。4.1 情景设置政策影响分析中设置了基线情景、政策情景、与最大技术可行减排（Maximum Technically Feasible Reductions,MTFR）情景。基线情景根据现行的欧盟指令及各成员国的实施情况确定，涵盖当前已实施的措施、政策及部分政策草案。政策情景基于 I-1 至 I-3 三个政策选项设置。MTFR 情景是在不考虑成本的前提下，依赖所有可用的末端技术以实现最大减排潜力。污染物排放估算采用了 GAINS 综合评估模型，模型整合了经济发展与结构、排放源控制潜力和成本、主要空气污染物在大气中形成和扩散的数据，基于其成本优化模块对不同政策选项下以达标为前提的排放量进行预测。污染物的环境浓度模拟通过 EMEP CTM 大气化学传输模型得到。首先通过 GAINS 模型量化各情景下成员国和经济部门的主要污染物排放量，随后将其作为输入数据导入 EMEP CTM 模型和其降尺度模块，模拟不同情景下的高分辨率污染物浓度分布，供后续健康影响评估使用。4.2 成本和效益估算成本估算分为减排成本和行政成本两个部分。其中，减排成本通过 GAINS 模型估算，基于可量化单位成本的减排技术措施的成本信息，对各政策选项识别成本优化的排放控制策略，并生成相应减排成本。结果显示，与基线相比，到 2030 年，政策选项 I-3、I-2 和 I-1 所需额外减排成本分别为 33 亿、56 亿和 70 亿欧元。此外，I-1 的可达性非常有限，即使实施 MTFR 情景下所有的技术减排选项，欧洲仍有约半数的监测站点在 2030年无法达标。而采用 MTFR 情景的成本将进一步增加，与政策选项 I-1 相比增加三倍以上。行政成本通过欧盟优化监管工具箱中的标准成本模型（Better Regulation Toolbox Standard Cost Model）获得。该模型使用监管涉及活动的数量、每项活动所需时间以及单位时间所需成本等信息，估计与基准情景相比，政策选项下所需的额外行政成本。行政成本包含两个部分：一是与空气质量目标无关的通用支出，年均约 0.75 亿欧元，包含政策沟通实施与监测评估改进；二是与制定空气质量计划相关的支出，依据各情景达标难度差异，在 0.01 至 0.31 亿欧元之间。总体行政成本随政策严厉程度上升，I-3 至 I-1 间的年均成本为每年 0.76-1.06 亿欧元，全部由主管机构承担。收益估算考虑了健康影响和环境影响两部分。其中健康影响评估采用了 WHO 在其欧洲空气污染健康风险专题报告中推荐的健康终端和暴露反应关系函数，涵盖 PM 和 NO2长期暴露引起的过早死亡、O3峰值暴露引起的死亡，以及与长期和短期 PM 暴露相关的疾病估计，分析还根据最新研究结果补充了一些额外健康终端。报告估计了空气污染物浓度超出 WHO 指导值部分的健康 29 欧盟篇影响，并结合生命统计价值（value of statistical life,VSL）或寿命年损失（value of a life year,VOLY）、医疗保健费用支出、疾病引起的劳动力或生产力下降等信息对健康影响进行货币化，同时估算了相应政策情景下的健康收益。在政策选项 I-3 至 I-1 下，健康收益的估值范围为 118-433 亿欧元（基于 VOLY 估算）或 358-1274 亿欧元（基于 VSL 估算）。除健康影响外，报告还对文献中已广泛确认的空气质量变化可能引起的农作物、森林和生态系统影响进行了估计，并采用支付意愿方法对相关环境收益进行了货币化估算。结果显示，空气质量标准修订带来的环境收益在总收益中所占份额不足 10%。基于估算的货币化效益和成本，报告计算了各政策选项的效益成本比（benefit-to-cost ratio）。当效益成本比大于等于 3:1 时，该比例被评估为“高”；当效益成本比介于 1:1 至 3:1 时，该比例被评估为“中”；当效益等于或低于成本时，该比例被评估为“低”。分析表明，政策选项 I-1 至 I-3 的效益成本比均属于“高”等级。但对于目标最为严格的政策选项 I-1，仅凭现有技术的情况下大部分站点预计无法达标。针对这种难以实现预期收益的情况，报告出于谨慎角度将其效益成本比列为“不确定”。对于目标最宽松的政策选项 I-3，几乎所有欧盟国家在基线情景中即可达标，因此能够提供的额外收益较为有限。对于目标适中的政策选项 I-2，多数地区在基线情景中可以接近这一目标，且实现这一目标具有相当大的健康效益和社会效益。4.3 宏观经济分析报告结合 GAINS 模型与 JRC-GEM-E3 模型，对政策情景进行了宏观经济分析，以阐明相关政策是否会带来净经济收益或损失，以及这些收益或成本如何在各经济部门之间分配。JRC-GEM-E3 应用一般均衡模型，能够描述经济、能环境空气质量标准修订-国际案例研究 30 源系统和环境之间的相互作用，以及欧盟和世界其他地区的企业、家庭和政府之间的互动。由 GAINS 模型得出的政策情景下的减排成本，将被作为输入数据提供给 JRC-GEM-E3 模型。减排成本在宏观经济模型中对购买减排活动相关商品和服务的部门体现为额外支出，对提供这些商品和服务的部门意味着额外需求。此外，该模型还捕捉到了需要承担减排成本的企业在国际贸易中面临的潜在竞争力损失。对于家庭来说，政策情景下的收入减少或减排支出增加使得购买其它商品的预算减少。在收益方面，分析仅考虑空气质量改善带来的生产效率提升，未考虑医疗保健支出减少和农作物增产等市场效益，以及过早死亡减少和生态系统改善等非市场效益。分析结合了文献中获取的 PM2.5对劳动生产率的影响估值，与 GAINS 模型中得出的经过人口加权的 PM2.5浓度变化，得出相应政策情景下劳动生产率的变化。这一劳动生产率变化被输入到 JRC-GEM-E3 模型，对以劳动力为投入要素的生产过程进行影响估计。宏观经济分析结果显示，在所有政策情景下欧盟的整体经济情况都将改善，GDP 净收益预计在 0.26%至 0.44%之间。对应更加严格空气质量标准的政策情景需要承担更高的总成本，但可以通过生产率提升得到补偿。除畜牧业外，所有部门的产出均高于基准情景（表 2-2）。此外，政策情景对就业的影响非常小，工业领域因需要更多的治理设备使得就业上升，而农业则可能面临负面影响。现行标准政策选项 I-1PM2.5 5 g/m3政策选项 I-2PM2.5 10 g/m3政策选项 I-3PM2.5 15 g/m3成本|净收益 与基线相比的百分比变化GDP 0.00|0.10-0.05|0.44-0.04|0.38-0.02|0.26私人支出 0.00|0.12-0.04|0.57-0.03|0.49-0.02|0.34部门产出农业产出-0.02|0.15-0.32|0.50-0.26|0.45-0.19|0.30畜牧业产出-0.09|0.05 -1.01|-0.36 -0.62|-0.05 -0.45|-0.06电力部门产出 0.00|0.11 0.01|0.50 0.01|0.44 0.00|0.30化石能源产出-0.01|0.08-0.11|0.32-0.10|0.28-0.09|0.18工业产出 0.00|0.13 0.02|0.63 0.01|0.53 0.02|0.38服务业产出 0.00|0.09 0.00|0.45 0.00|0.38 0.00|0.26注：表中各政策选项下的宏观经济影响以与基线情景相比的百分比变化方式描述。单元格中第一个数字代表成本变化，第二个数字（竖线后）代表净收益变化。来源：European Commission(2022)表 2-2 欧盟环境空气质量修订的宏观经济影响 31 欧盟篇5.1 量化分析中的不足与不确定性在本次空气质量政策评估的建模过程中，存在若干关键的方法学局限与不确定性，对结果的准确性与代表性构成影响。这些不确定性主要来自排放数据质量以及健康影响估算过程中的结构性简化。首先，排放数据的准确性是影响空气质量模型结果可靠性的核心因素之一。欧盟成员国提交的排放清单在空间分布和数据完整性方面存在较大差异，某些国家存在排放源低估或部分排放源未纳入的问题，导致模型在输入阶段即存在偏差。虽然模型中已采用敏感性分析和偏差调整手段进行部分补偿，但这些处理无法完全消除原始数据质量不高所带来的影响。此外，EMEP CTM 模型和其降尺度模块在排放数据较完整的国家中表现显著更优，也从侧面反映出排放清单质量对模拟精度的关键作用。在模型建立过程中，暴露出与排放数据相关的具体挑战包括：各国与国际航运排放的区分与空间分布问题；个别大型工业排放不确定性大，对城市整体暴露影响显著；居民住宅供暖排放在空间分配上存在误差；非尾气排放的量化和空间分布处理不足。其次，健康影响评估方法的简化也是重要不确定性来源。当前模型仅纳入了长期暴露于 PM、NO2和 O3导致的过早死亡，未涵盖其他污染物或短期暴露引发的死亡风险。在发病率方面，模型仅考虑与 PM 暴露相关的发病率。这些简化处理方式可能造成低估空气污染的整体健康负担。其次，模型未对不同污染物之间的可能存在的健康效应重叠进行调整。根据WHO（2013）的建议，不同污染物引起的死亡风险之间存在约 33%的重叠，但该估算本身也存在较大不确定性。此外，由于模型未纳入对气象数据和基线发病率的预测，因此模型无法反映出气候变化、医疗保健改善等因素的潜在影响。5.2 不同意见与回应在指令修订过程中，利益相关方咨询显示出各方立场存在显著差异。社会组织、公共卫生研究机构以及多数 NGO 普遍支持欧盟空气质量标准尽快和全面对齐 WHO 于 2021 年发布的全球空气质量指南中的指导值，认为这是保护公众健康、特别是弱势群体健康权益的必要措施。然而，大部分国家和地方政府的公共管理机构则采取更为保守的态度。他们普遍认同需要收紧污染物浓度限值以改善空气质量，但也强调必须考虑实施过程中的技术可行性、地方减排能力以及财政承受能力。工业界则出于对合规成本的担忧，更倾向维持现行标准。在随后的立法审议中，欧洲议会在其通过的审议报告中主张分阶段实施限值，呼吁到 2035年全面与 WHO 指导值接轨。与此同时，欧盟理事会则出于对成员国差异性现实的考量，主张赋予成员国在特定情形下申请最长 10 年的达标延期权利。最终由欧洲议会、欧盟理事会和欧盟委员会三方协商达成的临时政治协议，在保留 2030年新限值实施目标的同时，增加了针对困难国家的弹性机制，体现了欧盟在推进空气质量改善过程中，寻求在公共健康、环境目标与经济可行性之间实现平衡的政策路径。该协议不仅体现了多方立场的调和，也为成员国落实新标准提供了明确的法律框架与执行预期。.五、指令修订过程中的挑战与回应环境空气质量标准修订-国际案例研究 32.欧盟篇参考文献European Commission.(2025).Revision of the Ambient Air Quality Directives.https:/environment.ec.europa.eu/topics/air/air-quality/revision-ambient-air-quality-directives_enEuropean Commission.(2019).Fitness Check of the Ambient Air Quality Directives-Directives 2004/107/EC relating to arsenic,cadmium,mercury,nickel and polycyclic aromatic hydrocarbons in ambient air and Directives 2008/50/EC on ambient air quality and cleaner air 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重启审查。其次，健康风险证据持续积累。大量研究显示，即使在既有标准以下，PM2.5暴露仍与心血管、呼吸系统疾病及早亡高度相关，需进一步收紧限值。第三，环境正义议题成为决策的重要考虑因素。研究表明污染暴露与健康负担在社会群体间存在结构性不平等，这一环境公平问题推动 EPA 首次系统纳入差异化暴露与健康风险分析。最后，重大公共卫生事件的发生亦为驱动因素。新冠疫情暴露出空气污染对群体健康脆弱性的放大作用，一定程度上强化了社会各界对更严格空气质量标准的支持。四重因素共同构成此次 PM2.5标准修订的关键政策背景和科学依据。1.2 欧盟：为响应绿色转型与对标国际标准进行标准调整欧盟的环境空气质量标准框架首次出现于环境空气质量指令 2008/50/EC 中。此后，欧盟虽不断加强空气质量政策执行，但标准本身未进行过实质性更新。以 PM2.5为例，在 2008 年指令之后，其年均浓度限值长期维持在 25 g/m3，远高于 WHO 在 2005 年和 2021 年发布的指导值 10 g/m3和 5 g/m3。长期未更新的欧盟环境空气质量标准被指落后于科学证据，且缺乏动态更新机制，难以体现对公众健康的充分保护。欧盟此次启动指令修订主要受到四方面因素驱动。首先，公共健康与环境压力持续存在。尽管过去数十年欧盟空气质量有所改善，但空气污染依然是最严重的环境健康威胁之一。欧洲环境署指出，PM2.5、O3和 NO2等污染物仍造成大量过早死亡，弱势群体尤其易受影响。同时，空气污染还对农作物、森林和生态系统造成持续破坏，带来显著的生态和经济损失。其次，现行指令效果有限。欧盟于 2019 年完成了对当时指令的适应性检查，发现指令虽在改善空气质量方面发挥关键作用，但限值已与科学共识脱节，缺乏定期更新机制，且在监测、执行及协调能力方面存在差距，难以全面实现保护目标。第三，欧盟绿色转型目标推动标准升级。欧洲绿色协议及其零污染行动计划将改善空气质量纳入核心议.一、修订历程与最新修订的触发因素本章旨在从法规制度安排和科学评估体系等多个方面深入比较美国与欧盟在环境空气质量标准修订方面的制度实践，探讨共性与差异，并为包括中国在内的其他国家完善自身标准体系提供有益借鉴。环境空气质量标准修订-国际案例研究 36 程，提出 2030 年前将与污染相关的过早死亡减少 55%的目标，明确要求更新指令并引入更具约束力的治理机制。最后，WHO 在 2021 年更新的全球空气质量指南提供了关键科学依据，收紧了多项空气污染物浓度指导值。受到上述因素驱动，欧盟决定修订指令，并首次引入五年一度的定期审查机制，确保标准动态更新与科学对齐。1.3 小结表 3-1 总结了美国和欧盟在标准修订周期和驱动力之间的异同。总体而言，美国在标准修订方面展现出更强的制度化，通过定期审查实现环境空气质量标准与科学证据的实时对齐，保障对公共健康及环境的保护作用。但尽管其制度框架高度规范，实际操作中仍可能因政府更迭而出现政策导向的剧烈波动，影响科学评估的完整性与独立性。相比之下，欧盟此次对环境空气质量标准的修订更多体现了在应对绿色转型、对标国际标准背景下启动的突破性调整。尽管两者在制度设计与修订背景上存在差异，但均将科学证据作为标准修订的重要依据，显示出健康保护与科学共识在政策更新中的核心地位。比较维度美国 NAAQS欧盟指令修订周期遵循五年一度的定期审查机制。之前无定期审查周期，此次修订新增五年定期审查 机制。此次修订主要因素政府更迭带来的政策方向改变、科学证据积累、环境正义考量、重大公共卫生事件影响。科学证据积累、现行指令效果受限、绿色转型目标推动、WHO 指导值更新。表 3-1.美国和欧盟在标准修订周期和驱动力之间的异同.二、修订制度与决策流程2.1 美国：实行由行政机构主导的专业化评估机制美国NAAQS的制定和修订完全由EPA主导，无需再经国会立法批准。这种制度安排赋予 EPA在空气质量标准管理方面较高的自主权，使修订过程更加专业、高效。NAAQS修订工作以系统的科学评估为基础，主要由三类核心文件构成：一是汇集并评估当前关于污染物暴露与健康、环境影响的所有权威科学依据的 ISA 报告；二是基于 ISA 中的证据，对不同环境空气质量标准下的暴露及健康风险进行评估的 REA 报告；三是将科学证据与政策目标相结合，为标准设定提供可选方案并进行权衡分析的 PA 报告。上述评估文件由 EPA 内部专家起草，并须接受专业顾问委员会 CASAC 的独立科学审查。CASAC 是依据清洁空气法案设立的联邦顾问委员会，由美国 EPA 行政长官任命的独立科学家组成。委员会成员覆盖流行病学、环境健康、毒理学、大气科学、空气污染建模等多个学科领域，负责对 NAAQS 的科学依据进行评估并提供独立建议。EPA 需对 CASAC 的建议作出回应，但是否采纳由 EPA 署长决定，具有最终裁量权。公众参与也是 NAAQS 修订制度的重要组成部分。在科学评估文件草案发布阶段，EPA 需公 37 总结与启示比较维度美国 NAAQS欧盟指令决策主导机构由 EPA 主导，独立决策由欧盟委员会提案，欧洲议会与理事会通过普通立法程序协商达成立法文本核心技术文件综合科学评估（ISA）、风险与暴露评估（REA）、政策评估（PA）影响评估专家机构支持设有常设科学咨询机构 CASAC，提供独立建议委托外部研究，缺乏类似 CASAC 的独立常设科学顾问机制公众参与科学评估报告草案与标准修订提案发布后分别设置了公开征求意见阶段提供公众参与机会公众参与贯穿政策制定全过程，包括初期影响评估、影响评估、以及提案发布后表 3-2.美国和欧盟环境空气质量标准修订制度与决策流程对比开征求公众意见，并对主要意见予以回应。此外，EPA 在发布拟议修订方案时，还会设定正式的公众意见征集期，期间可能举办公开听证会。所有收到的意见及 EPA 回应将通过联邦公报或 EPA官网公开发布，确保程序透明和公众监督。总体而言，美国 NAAQS 的修订制度由联邦行政机构主导，以科学评估作为决策基础，同时将公众意见纳入考量。这一制度兼顾了决策的专业性、程序的规范性和政策的社会接受度。2.2 欧盟：遵循强调政治协商的立法程序欧盟指令的修订过程需遵循普通立法程序，体现为以欧盟三大机构欧盟委员会、欧洲议会和欧盟理事会为主体的政治协商机制。修订进程通常由欧盟委员会环境总司牵头启动，首先通过委托外部研究机构、组织利益相关方咨询与公众反馈，进行影响评估报告编写，以系统分析不同政策选项对健康、环境和社会经济的影响。欧盟委员会随后据此拟定修订提案草案。草案需经欧洲议会和理事会的审议程序，就可能提出的修订内容达成初步政治协议，最终文本将在议会进行表决。整个过程兼顾了欧盟不同成员国间的利益平衡、法律一致性及可执行性。欧盟制度重视公众参与与利益相关方协商。从拟定影响评估报告开始，欧委会即启动多轮公众征询，以问卷、访谈、会议等多种形式，对涵盖公共部门、民间社会与非政府组织、产业与企业界、学术与科研机构、以及普通欧盟公民在内的广泛群体进行与政策相关的意见征询。这种开放协商的做法确保标准设定能充分吸收多元声音。欧盟指令的修订流程体现了多方共治的制度安排，确保标准修订兼顾科学证据、成员国利益与社会诉求，但也因立法周期较长、政治博弈复杂而在一定程度上影响决策效率。整体而言，欧盟制度更加强调政治共识与治理协调，在促进政策可接受性与可行性方面具有独特优势。2.3 小结美国与欧盟在环境空气质量标准修订制度与决策流程上体现出显著差异。美国呈现出专业行政机构主导的特点，由 EPA 独立承担标准修订职能，依托系统化的科学评估机制和独立专家委员会进行技术支持与审查，程序集中、决策高效、强调科学证据的重要性。相比之下，欧盟作为一个多主权国家组成的政治联盟，标准修订需经普通立法程序推进，由欧盟委员会提出修订提案，再经欧洲议会与理事会共同决定。这一过程强调协商治理与多方参与，也不可避免带来程序复杂、科学主导性受到政治妥协和多方平衡限制等现实挑战。两种制度路径环境空气质量标准修订-国际案例研究 38.三、支持修订决策的科学评估框架3.1 美国：采用以健康影响为核心的科学评估体系根据清洁空气法案，EPA 在制定或修订NAAQS 时，必须以充分保护公众健康为核心目标，不得将经济成本作为决策依据。因此，美国在针对 NAAQS 修订的科学评估中，内容专注于污染物的健康影响。在本轮针对PM的NAAQS标准修订过程中，EPA 以 2019 年发布的 ISA 报告为基础，并结合2022 年发布的 ISA 补充文件，对 2018 至 2023年间新增的 PM2.5相关的健康与福利影响研究进行了更新和扩展。报告纳入的最新流行病学研究强化了 PM2.5短期/长期暴露与心血管疾病及全因死亡率之间的因果关系，并且表明即使在年均浓度低于当时标准（12 g/m3）的低浓度范围中该关联性仍然显著，强化了浓度-反应关系“无阈值”的科学假设。此外，研究揭示易感人群（如老年人、儿童、有基础疾病者）以及低社会经济地位群体和有色人种群体通常面临更严重的 PM2.5暴露健康风险，强调了空气污染问题中的环境正义维度，应在标准制定中给予充分考量。为了简化流程，此次评估没有发布REA文件，而是将风险和暴露评估内容整合至 PA 评估报告中。报告结合 ISA 报告评估的科学证据，基于美国大型多城市流行病学研究选取暴露反应关系函数，以与 PM2.5长期及短期暴露相关的全因死亡率作为健康终端，量化估计当时适用及备选空气质量标准下的暴露情况及健康风险。评估结果表明，若维持当时适用的年均标准，每年将持续出现大量因 PM2.5长期暴露导致的死亡案例，且种族间在污染暴露和健康影响方面存在明显差异。将标准下调至 10 或 8 g/m3预计可分别减少相关死亡 15-19%与 30-37%，显著提升公众健康保护水平并减少种族间健康影响差距。评估还结合了 CASAC 及公众意见，大多数 CASAC 成员建议将年均标准设定在 8 至 10 g/m3之间。总体而言，美国针对 NAAQS 标准审查的科学评估紧扣健康证据，强调对易感人群和弱势群体的保护，为修订决策提供了坚实的技术支撑。3.2 欧盟：依托兼顾多重影响的综合评估框架根据欧盟优化监管指南（Better Regulation Guidelines）要求，包括指令修订在内的重大政策提案，在立法程序启动前必须开展影响评估。该评估需系统分析各项政策选项在有效性、成本效益、政策一致性、公平性、可行性等多个维度的表现，以确保政策制定科学合理、符合公众利益，并与欧盟整体战略目标保持一致。在支持本轮指令修订的影响评估中，科研团队系统识别了当前指令实施过程中的主要问题，并结合文献综述、专家网络反馈以及利益相关方咨询结果提出了具体干预措施和政策选项。其中与环境空气质量标准中污染物限值调整相关的干预措施被整合为三项政策选项（I-1 至 I-3），分别对应到2030 年实现与 WHO 空气质量指南建议“完全一致”、“比较一致”及“部分一致”的目标。评估采用覆盖环境、经济与社会影响三个维度的 12 项评估指标对各项政策选项进行系统分别代表了以科学评估为核心的行政技术型决策机制（美国）与以多边共识为基础的政治协商型立法体系（欧盟），其背后反映出不同的制度体系与治理逻辑对于环境政策制定模式的深层塑造。表 3-2 概括比较了美国和欧盟环境空气质量标准修订制度与流程的主要异同。39 总结与启示比较，评估其在实现环境与健康保护目标方面的有效性、成本效益方面的效率表现、以及在环境公平等方面可能带来的社会分布影响。该评估为政策制定提供了多维度、证据支撑的决策基础。在政策目标可行性方面，标准最为宽松的政策选项 I-3 仅依赖现有技术即可实现；I-2 则需要付出巨大额外努力；I-1 技术挑战最大，仅凭现有技术甚至无法完全达到标准。在健康和生态影响方面，三个政策选项均带来显著的积极影响，且梯度差异明显。与基线情景相比，实施 I-3 至I-1 三个政策选项将使与 PM2.5和 NO2暴露相关的死亡率分别降低 38-53%和 12-20%。生态系统受益亦随着限值收紧而增强。成本效益分析显示，三个政策选项的效益成本比均被评估为“高”，但由于 I-1 选项的技术实现难度大，其效益成本分析结果被标注为“不确定”。在社会影响方面，评估显示空气质量标准的加强可显著降低易感人群健康风险。宏观经济分析亦显示，三个政策选项均带来 GDP 净增长（0.26-0.44%），并对就业影响整体温和。总体来看，欧盟在修订指令过程中采取的是以综合治理目标为导向的多维科学评估方法，评估强调政策可行性与多目标平衡。3.3 小结美国与欧盟在环境空气质量标准修订中均重视科学评估，但评估框架和重点存在显著差异。美国依据清洁空气法案将公众健康保护作为核心目标，明确排除经济成本作为设定标准的依据，其科学评估聚焦污染物健康影响，基于对不同政策选项下健康风险的评估，为政策决策提供建议。值得注意的是，美国在评估中纳入了环境公平考量，评估标准修订对包括易感人群、低社会经济地位群体和少数族裔在内的影响。欧盟则遵循优化监管指南，在指令修订中采用兼顾多重影响的综合评估框架。评估使用涵盖环境、经济与社会影响三个维度的 12 项指标，系统比较不同的政策选项，为政策选择提供支持。其中，环境公平被作为重要分析内容之一，评估不同政策情景下，空气质量改善在不同社会经济群体与年龄结构人群中的分布效果，以识别潜在的不平等风险。总体而言，美国以健康证据为评估核心，突出环境健康科学证据的重要性；欧盟则通过综合权衡推动标准调整，体现出两种制度路径在治理理念与决策依据上的差异。4.1 美国：进行与标准设定相独立的成本效益评估尽管清洁空气法案要求在制定和修订NAAQS 的过程中不得将经济影响等非健康因素作为考量基础，但这并不意味着成本效益分析在整个政策过程中的作用被忽视。成本与效益评估是有效实施 NAAQS 的必要决策工具。根据美国政府行政命令 12866 和 13563 号令的规定，EPA在开展包括 NAAQS 在内的重大监管行动时，需编制政策影响分析（RIA）报告。报告应包含成本效益的量化分析，并对无法以货币形式量化的影响进行定性描述。该报告通常与标准修订案同步公开，以便为政策沟通、公众理解及后续标准实施提供依据。针对此次 NAAQS 修订的 RIA 首先定义了对应既有标准的基线情景，和对应修订后空气质量标准以及替代政策选项的政策情景，以便衡量实.四、成本效益评估的角色与方法环境空气质量标准修订-国际案例研究 40 施新标准所带来的额外影响，及潜在政策选项之间的影响差异。通过模型模拟，报告估算了至目标年份 2032 年，不同情境下达标所需的减排量。在成本评估方面，报告基于达标所需减排量，采用控制策略工具（CoST）和控制措施数据库（CMDB），基于成本优化识别达标所需的应用于各类主要污染源的控制措施，并估算相应的减排工程成本。效益估算部分聚焦于标准修订对人体健康的影响。报告基于 ISA 评估结果选择最可信的健康终端，使用空气质量变化健康效益评估软件 BenMAP-CE，基于健康影响函数对 2032年由年均 PM2.5浓度变化导致的过早死亡和疾病数量进行量化估计，并基于相关支付意愿研究和治疗成本对其进行货币化估值。结果显示，修订标准下的健康收益显著高于对应的控制成本，净收益可基本等同于健康收益本身，反映出显著的社会回报。为补充直接成本效益分析，EPA 参照其科学顾问委员会（SAB）建议，推进适用于相关政策宏观经济分析的 CGE 新模型开发，以量化空气质量标准对宏观经济的间接影响。尽管此次 RIA 尚未能采用这一新模型进行量化分析，但过往宏观经济分析结果表明，减排带来的健康收益可抵消控制成本对 GDP 的潜在负面影响。4.2 欧盟：将成本效益评估作为标准制定的重要依据与美国强调健康优先、修订决策环节排除经济影响不同，欧盟在环境空气质量标准修订中正式将成本效益评估纳入政策形成的核心环节。根据欧盟优化监管指南要求，所有重大政策提案均需开展影响评估，系统评估政策选项在有效性、成本收益效率、政策一致性、公平性与可行性等方面的表现。其中成本收益评估是影响评估中重要的组成部分。此次欧盟针对指令中污染物限值修订的影响评估设置了基线情景、三个政策情景以及最大技术可行减排（MTFR）情景。基线情景基于既有指令及立法实施；政策情景分别对应与 WHO 指南一致程度不同的 I-1 至 I-3 政策选项；MTFR情景用于探索末端控制技术的最大减排潜力。以达标为前提的污染物排放量由 GAINS 综合评估模型模拟，污染物环境浓度则通过 EMEP CTM 大气化学传输模型得出，并用于后续健康与环境影响评估。成本估算分为减排成本和行政成本两个部分。其中减排成本基于 GAINS 模型识别的成本优化排放控制策略得出。行政成本通过欧盟优化监管工具箱中的标准成本模型获得，总体行政成本与减排成本相比很小，且全部由主管机构承担。收益估算包括健康和环境两部分。健康部分主要依据 WHO 针对欧洲地区的空气污染健康风险报告中推荐的健康终端与暴露反应函数，评估污染物浓度超出 WHO 指导值部分所致的健康影响，并结合支付意愿、医疗支出及劳动力损失等因素进行货币化。环境收益则涵盖空气质量改善对农作物、森林和生态系统的影响，也采用支付意愿方法估值。估算结果显示，其在总收益中的占比不足 10%。基于估算的货币化效益和成本，报告得出政策选项 I-1 至 I-3 的效益成本比均属于“高”等级。但由于 I-1 选项的技术实现难度大，其效益成本分析结果被标注为“不确定”。报告进一步采用一般均衡模型 JRC-GEM-E3 分析标准修订的宏观经济影响。GAINS 模型生成的减排成本数据被用作 JRC-GEM-E3 的输入，以评估其对各经济部门的支出结构与产出水平的影响。收益方面，模型纳入了空气质量改善带来的劳动生产率提升，但未包括医疗支出减少、农作物增产等市场效益，亦未考虑过早死亡减少与生态系统改善等非市场效益。分析结果表明，所有政策情景均可带来正向的 GDP 增长（约 0.26%-0.44%），对就业的影响非常小。41 总结与启示比较维度美国 NAAQS欧盟指令异同点说明情景设定基线情景、政策情景（多个标准组合）。基线情景、政策情景（I-1I-3）、MTFR 情景。均通过构建基线和政策情景进行对比分析。欧盟额外设置了 MTFR 情景以探讨末端控制技术的最大减排潜力。减排量和空气污染浓度估算采用社区多尺度空气质量建模系统（CMAQ）进行空气质量模拟，通过比较基线与政策情景的相对响应 因 子（Relative Response Factor,RRF），将监测数据外推至目标年份，判定各监测点是否达标，并结合源贡献信息反推出实现所有监测点浓度达标所需的减排量。依托 GAINS 综合评估模型，模拟污染物排放与浓度之间的关系，估算各国或区域在理论上为达标所需的排放削减量。同时采用 EMEP CTM 大气化学传输模型进行空气污染浓度模拟。均采用模型模拟得到空气污染浓度，仅在具体工具和方法细节上存在差异。成本估算采用空气污染物排放建模平台、控制策略工具（CoST）、控制措施数据库（CMDB）等工具，基于成本优化进行减排成本估算。采用 GAINS 综合评估模型及其成本优化模块对减排成本进行估算。除减排成本外，还采用欧盟优化监管工具箱中的标准成本模型估算行政负担。减排成本估算的逻辑一致，均基于成本优化识别排放控制策略。欧盟额外对政策情景下的行政负担进行了估算，与减排成本相比数值很小。健康效益评估基于 ISA 报告选择最可信的健康终端，以及 BenMAP-CE 中的健康影响函数对健康影响进行定量分析，并基于支付意愿研究和治疗成本对其进行货币化估值。基于 WHO 推荐的健康终端以及暴露反应关系估算健康影响，并基于支付意愿研究、医疗支出及劳动力损失进行货币化估值。健康效益估算逻辑一致，仅在健康终端和暴露-反应函数的选取上存在差异。货币化估值均以支付意愿研究为主要依据，当支付意愿研究缺乏时辅以医疗支出、生产力损失等其它估值方法。环境效益估算不作为主项评估（仅在其他文件中讨论）。纳入对农作物、森林和生态系统的影响估算，采用支付意愿法估值。美国未对环境收益进行量化估算。欧盟估算结果显示，环境收益在总收益中的占比不足 10%。宏观经济分析正在开发适用于此类目的的 CGE模型（SAGE），未在此次 RIA 中正式应用。使用 JRC-GEM-E3 模型对宏观经济影响进行模拟。减排成本、以及空气质量改善带来的劳动生产率提升被作为输入数据纳入 模型。尽管美国在此次修订中未进行宏观经济分析，但以往的分析结果表明，健康收益可抵消减排成本对 GDP 的潜在负面影响。这与欧盟此次分析结果类似。表 3-3.美国和欧盟成本效益分析方法对比表4.3 小结在政策定位方面，美国依据清洁空气法案明确规定，在设定 NAAQS 时不得将经济成本作为考量因素。因此，成本效益分析被排除在法定标准设定的直接程序之外。尽管如此，根据美国行政命令第 12866 号和第 13563 号的要求，美国 EPA 仍需编制 RIA 报告，对标准修订的成本收益进行定量评估。针对美国 NAAQS 修订的成本效益评估虽不影响标准设定结果，但在提升政策透明度、促进政策沟通与支持政策执行方面具有重要作用。相比之下，欧盟将成本效益分析置于政策制定过程的核心组成部分。根据优化监管指南，包括指令修订在内的所有重大政策提案均需开展影响评估，以系统评估政策选项在成本效益、公平性、可行性等方面的表现。成本效益评估不仅用于后续实施决策，更是标准设定过程中的关键依据。在评估方法方面，美国和欧盟基本遵循一致的成分收益分析框架，大致包括情景设定、减排量和污染浓度估算、成本和收益估算、宏观经济分析等主要内容，仅在使用的评估工具、模型参数、数据来源等方面存在差异。具体异同之处详见表 3-3。环境空气质量标准修订-国际案例研究 42
2025-10-29
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5星级
致谢特别感谢亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia,CAA）为本研究提供支持。报告团队贺克斌 中国工程院院士 清华大学环境学院教授张 强 清华大学地球系统科学系教授耿冠楠 清华大学环境学院副研究员刘 洋 清华大学环境学院博士后陈伊妃 清华大学地球系统科学系博士生仝元熙 清华大学地球系统科学系博士生黎敬贤 清华大学环境学院博士生何长沛 清华大学地球系统科学系博士生前言环境空气质量标准是空气质量管理体系的核心基础，它既是衡量空气污染程度和健康风险的标尺，也是制定政策和规划措施的重要依据。2012 年，我国修订并发布了环境空气质量标准(GB3095-2012)，首次增设 PM2.5浓度限值，成为我国大气污染防治进程的重要里程碑。此后，国务院先后出台一系列清洁空气行动计划，包括大气污染防治行动计划、打赢蓝天保卫战三年行动计划、空气质量持续改善行动计划，推动我国大气污染物排放大幅削减，显著改善了空气质量并带来可观的健康效益。自 2020 年以来，全国整体 PM2.5年均浓度已连续五年达标，PM2.5达标城市比例突破七成，空气质量水平实现历史性改善。世界卫生组织（World Health Organization,WHO）在 2021 年发布新版全球空气质量指南，对包括 PM2.5在内的多种主要空气污染物的指导值和目标值进行调整，其中将 PM2.5年均浓度指导值由 10g/m3收紧至 5g/m3。随后，美国与欧盟于 2024 年先后完成环境空气质量标准修订，分别将 PM2.5年均浓度限值收紧至 9g/m3和 10g/m3。相比之下，我国现行 PM2.5限值较为宽松，亟需通过标准修订进一步强化健康导向，推动空气质量持续改善。国务院于 2023 年 11 月发布的空气质量持续改善行动计划明确提出“启动环境空气质量标准及相关技术规范修订研究工作”。这一举措标志着我国环境空气质量标准迈入了修订的前期准备阶段。为响应这一政策动向，亚洲清洁空气中心（Clean Air Asia,CAA）在 2021 年完成的环境空气质量标准研究（一期）的基础上立项，联合清华大学、北京大学围绕环境空气质量标准修订开展系统研究（二期），旨在为我国的环境空气质量标准修订、以及下一阶段空气质量持续改善提供决策参考和依据。研究共形成以下三份成果报告。中国环境空气质量标准修订达标路径分析，即本报告，提出了环境空气质量标准修订的建议值，构建了近中期可达的新标准情景，并建立“分阶段、分区域”的达标路径，同时评估了达标路径的协同降碳效益与健康收益。中国环境空气质量标准修订的经济影响评估利用可计算一般均衡模型，系统评估了环境空气质量标准修订对宏观经济、产业结构、能源转型和公共健康的影响，并开展了成本效益分析。环境空气质量标准修订国际案例研究梳理和总结了美国和欧盟在最新一轮环境空气质量标准修订方面的做法与管理实践，并进行对比分析。目录执行摘要.II一、研究背景与目标.2二、空气质量与排放现状.3三、环境空气质量标准修订限值设计.6四、新限值下的达标情景设计.7五、.达标路径及其减污降碳协同效益与健康收益.10六、结论与政策建议.17参考文献.19执行摘要修订环境空气质量标准，加严 PM2.5浓度限值，并以“分阶段、分区域”方式设置 PM2.5浓度目标，是推动我国空气质量持续改善的必由之路。我国现行 35 g/m3的二级限值在国际上总体处于较为初级的水平，与 WHO 指导值及发达国家现行/拟议标准仍有显著差距。本研究在系统梳理我国环境空气质量标准与区域差异的基础上，提出环境空气质量标准修订的建议值与阶段性安排，构建近中期可达的新标准情景，建立可实施的达标路径，评估协同降碳效益与健康收益，形成支撑政策制定与政府决策的技术报告，为我国下一阶段空气质量持续改善、人民健康保障与经济社会高质量发展提供科学依据。基于我国当前的空气质量与排放水平，并综合考虑健康效益与政策引领作用，研究建议将 25 g/m3作为新的 PM2.5年均浓度标准限值，并明确了总体达标路径。到 2030 年全国 339 个城市和长三角地区 PM2.5浓度平均值率先低于标准限值，到2035 年京津冀及周边地区和汾渭平原浓度平均值低于标准限值，形成“先进地区先行、重点区域攻坚、全国梯次推进”的总体格局。围绕该目标，我国 2030 年前应充分发掘各部门结构调整和能效提升减排潜力，与末端治理协同发力。以 2024 年为基准，2030 年全国 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs排放分别下降 25%、31%、30%和 23%，可使全国 339 个城市的 PM2.5年均浓度降至 23.4 g/m3，避免约 43 万人过早死亡，对应累计健康效益约 1.5 万亿元，协同削减 CO2排放量 13.9 亿吨，相较 2024 年下降 12%，累计碳减排效益 0.9 万亿元；长三角地区在此阶段需要实现 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 较 2024 年分别减排32.1、96.3、26.0 和 108.9 万吨，使区域 PM2.5年均浓度达到 24.8 g/m3，协同削减 3.5 亿吨 CO2排放量，相对 2024 年下降 19%。随后，在 20302035 年间进一步加大电力、工业与交通等部门的结构性调整和能效提升力度，充分挖掘结构性措施的减排潜力，到 2035 年全国 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 排放相较 2024 年分别下降 57%、55%、66%和 40%；此时全国PM2.5年均浓度可降至 18.4 g/m3，避免约 225 万人过早死亡，累计健康效益约 8.2万亿元。重点区域方面，京津冀及周边地区与汾渭平原在 2035 年分别实现 SO2、II NOx、PM2.5和 VOCs 较 2024 年 下 降 41b%、53%、55Y%和34T%，对应 PM2.5年均浓度达到 25.0 与 24.5 g/m3，整体实现 25 g/m3浓度目标。与此同时，更严格的环境空气质量标准所驱动的各部门的结构性调整和能效提升力度也带来了可观的碳减排协同效益。在此达标路径下，2035 年全国 CO2排放量下降至 80.9 亿吨，相较 2024 年削减 31.2 亿吨（下降 28%），京津冀及周边地区和汾渭平原 CO2排放分别实现协同削减 6.2 亿吨和 2.9 亿吨，分别相对于 2024年下降 26%和 30%，20242035 年全国可获得累计碳减排效益 3.4 万亿元。为确保上述路径落地见效，需聚焦能源、产业与交通三大领域的结构调整措施，实现系统减排与协同治理。一是加快能源结构优化，用清洁可再生能源满足新增需求，提升可再生能源开发与消纳能力，扩大电力、工业用煤的天然气与可再生能源替代规模，完善可再生能源与天然气的产-储-供-销体系；严格控制煤炭、石油等高碳化石能源消费总量，优先削减中小型燃煤/燃油锅炉、工业窑炉、民用散煤与传统生物质燃料。二是优化供热与终端用能体系，提升终端用能电气化水平，重点地区不再新增煤炭产能和燃煤机组装机，提速供热管网建设，加快淘汰管网覆盖区内分散燃煤设施，推进以清洁电力、工厂余热和可再生低碳能源替代工业窑炉与分散供热。三是推动产业结构升级与布局优化，大力发展电弧炉短流程炼钢，推进钢铁、水泥等重点行业节能降耗与超低排放巩固提升，系统整合并有序退出烧结、砖瓦、玻璃等行业落后产能。四是以交通结构优化和清洁化终端为抓手，提高新能源汽车保有量占比与在用车排放控制水平，提升铁路在货运中的比重，推动高排放柴油火车淘汰及电动重卡推广，推进非道路移动机械的电动化与清洁燃料替代。通过以上组合拳，既能对接新标准的达标需求，又可实现健康效益最大化与经济社会高质量发展的协同增益。III 执行摘要环境空气质量标准是我国大气环境管理的“底层规范”，直接支撑大气环境规划、空气质量管理和污染物排放标准的制定。适时修订空气质量标准，既是完善污染治理体系、对齐国家治理新要求的必由之路，也是推动空气质量持续改善的重要抓手，对保障人民健康与支撑经济社会高质量发展具有基础性意义。围绕“标准修订为何种水平更为科学合理、采用何种达标路径更具可行性、实施新标准能够带来多大环境-气候-健康综合效益及其对各部门的影响”等关键问题，决策者与社会各界亟需系统、量化、可检验的证据支撑与可操作的路线图。本研究在系统梳理我国环境空气质量标准与区域差异的基础上，提出环境空气质量标准修订的建议值与阶段性安排，构建近中期可达的新标准情景，建立可实施的达标路径，评估减污降碳协同效益与健康收益，量化对电力、工业、交通、民用与农业等部门的影响，形成支撑政策制定与政府决策的技术报告，为我国下一阶段空气质量持续改善、人民健康保障与经济社会高质量发展提供科学依据。一、研究背景与目标中国环境空气质量标准修订达标路径分析 2 二、空气质量与排放现状2024 年，全国 339 个城市的 PM2.5年均浓度平均值为 29.3 g/m3，相较 2015 和 2020 年分别下降 41%和 10%（如图 2-1）；339 个城市中，有 252 个城市的 PM2.5年均浓度达到国家二级标准限值，占 74%（如表 2-1），相比于 2015 年提高 51 个百分点。在当前环境空气质量标准下，重点区域中仅长三角地区 PM2.5年平均值达标，年均浓度为 33 g/m3，达标城市占比达 71%。京津冀及周边地区和汾渭平原 2024 年 PM2.5年均浓度平均值分别为 42.2 和 39.6 g/m3，距离 35 g/m3的标准仍有一定差距，且达标城市占比仅为 14%。20202024 年间各区域 PM2.5浓度的降幅明显低于 20152020 年间的降幅，尤其是已达标的长三图 2-1.2015-2024 年中国重点区域年均 PM2.5浓度变化趋势数据来源：中国生态环境状况公报201520202024国家环境空气质量二级标准限值表 2-1.全国和重点区域 PM2.5年均浓度城市达标率全国京津冀及周边地区长三角地区汾渭平原现行标准限值（35 g/m3）74%（252/339）14%（5/36）71%（22/31）15%（2/13）WHO IT-2（25 g/m3）38%（128/339）0%（0/36）10%（3/31）0%（0/13）WHO IT-3（15 g/m3）6%（20/339）0%（0/36）0%（0/31）0%（0/13）注：括号内的分子为全国或区域达标城市数量，分母为全国或区域城市总数全国 339 城市京津冀及周边地区汾渭平原长三角50.032.629.377.051.042.261.048.039.610080604020053.035.033.0浓度：g/m3 3 二、空气质量与排放现状角地区，2024 年较 2020 年仅下降 2 g/m3（如图 2-1）。这表明，随着 PM2.5浓度逐渐接近现行标准，后续的改善动力不足，PM2.5浓度下降速度明显放缓。我国现行 PM2.5年均标准对应 WHO 过渡目标 IT-1，与 WHO 指导值仍有明显差距。若以WHO 过渡目标 IT-2（25 g/m3）作为新的参照，全国范围内仅约 38%的城市能够达标，长三角地区约 10%城市可达标，京津冀及周边和汾渭平原尚无城市达到该水平。若采用更严格的 WHO 过渡目标 IT-3（15 g/m3），全国城市达标比例不足一成。为持续推动空气质量改善，亟需通过更严格的环境空气质量标准及配套措施的联动实施，形成新的减排动力。自 2013 年以来，我国相继实施多轮清洁空气行动，主要大气污染物排放大幅削减。至 2024 年，我国主要污染物 SO2、NOx、一次 PM2.5和 VOC的人为源排放量分别为 6.6、16.6、5.9 和 21.5百万吨。排放来源结构上，能源燃烧过程及其主要相关部门占据主导地位（图 2-2、图 2-3），燃烧过程对上述四类污染物的排放贡献分别达到78.7%、96.1%、67.3%和 37.8%。当前，我国图 2-2.2024 年全国主要大气污染物分部门占比22.4.4.0.2.4%电力供热工业锅炉柴油车非道路移动源20.7.0.2.3.5%6.9%电力供热工业锅炉石化化工钢铁民用燃煤24.3.6.2.2%6.5%7.1%其他工业行业水泥工业锅炉钢铁民用生物质燃烧民用燃煤8.0 .6%7.9.6.5%5.2.5%其他工业行业石化化工工业涂装建筑涂料民用生物质燃烧民用化学品使用汽油车 电力 供热 工业锅炉 水泥 焦化 钢铁 石化化工 油气储运 工业涂装 印刷印染 建筑涂料 其他工业行业 民用燃煤 民用生物质燃烧 民用化学品使用 其他民用源 汽油车 柴油车 摩托车 非道路移动源(a).SO2(c).PM2.5(d).VOC(b).NOX中国环境空气质量标准修订达标路径分析 4 图 2-3.2024 年中国主要大气污染物人为源排放的部门贡献（%）数据来源：MEIC，http:/ 燃油 燃气 生物质燃烧 其他燃烧过程 非燃烧过程62.2.4.5.7%非燃烧过程生物质燃烧燃油燃煤43.8%5.1%9.46.1%其他燃烧过程燃气燃油燃煤21.3%9.3i.0%非燃烧过程燃油燃煤35.7%7.3$.32.7%非燃烧过程生物质燃烧燃油燃煤仍然处于以煤为主的能源消耗结构，近年的工业燃煤总量仍超过 6 亿吨，使得供热、工业锅炉等燃烧过程主导的工业部门贡献了超过 30%的 SO2和NOx 排放。值得注意的是，民用燃煤等民用部门的燃料燃烧活动贡献了超过 40%的一次 PM2.5排放，提示在多数地区已“基本达标”的情况下，居民散煤等难监管端可能存在治理薄弱点，清洁取暖与终端替代应作为重点推进方向。对于燃油过程，移动源的柴油车和非道路机械贡献了约 30.4%的NOx 排放，对二次 PM2.5的生成具有重要影响，亟需通过结构优化与排放标准迭代实现持续降氮。另一方面，非燃烧过程的排放同样不可忽视。2024 年，我国的生铁、粗钢、水泥产量分别达到8 亿吨、10 亿吨和 18 亿吨的水平，是世界上最主要的生产国，在钢铁、水泥的超低排放改造有序推进的背景下，这两个部门的非燃烧过程仍然能贡献约 16.7%的 PM2.5排放和 15.5%的 SO2排放，具有进一步减排的潜力。另外，VOC 作为二次 PM2.5的重要前体物，溶剂使用源和石化化工过程是其主要的排放源，二者合计贡献了约40%的 VOC 排放，因此，需要对这些重点部门加以管控以减少二次 PM2.5的生成。(a).SO2(c).PM2.5(d).VOC(b).NOX 5 二、空气质量与排放现状2024 年，全国有四分之三的城市达到现行标准，当前标准限值对这些已达标城市的引领作用明显减弱。然而，若不加甄别地直接对齐国际最严水平，势必给地方带来较大治理压力，尤以尚未全面达标的京津冀及周边地区、汾渭平原等区域为甚。25 g/m3是“美丽中国”建设提出的 2035年目标，也是 WHO 过渡目标 IT-2。已有研究表明，在不额外叠加气候治理措施的情况下，采用最优的治理措施组合，到 2030 年可实现全国人口加权 PM2.5平均浓度达到 25 g/m3以下（24.6 g/m3）(Cheng 等,2023)。若与气候治理协同推进，还可进一步改善 2.4 g/m3，接近 20 g/m3。鉴于当前已有近五分之二的城市PM2.5年均浓度低于 25 g/m3，在考虑以 25 g/m3作为阶段性限值的同时，有必要系统评估 20 g/m3作为标准限值修订值的可行性与达标路径。所以，立足我国当前的空气质量与排放水平，综合考虑健康收益、政策引领与实施可达性，本研究将 25 g/m3和 20 g/m3作为优先评估的目标限值，系统测算其环境健康影响，并据此提出分阶段、分区域的达标路径（如表 3-1）。表 3-1.不同目标限值下全国和重点区域 PM2.5年均浓度城市达标率全国京津冀及周边地区长三角地区汾渭平原目标限值 1（25 g/m3）38%（128/339）0%（0/36）10%（3/31）0%（0/13）目标限值 2（20 g/m3）19%（63/339）0%（0/36）0%（0/31）0%（0/13）注：括号内的分子为全国或区域达标城市数量，分母为全国或区域城市总数三、环境空气质量标准修订限值设计中国环境空气质量标准修订达标路径分析 6 四、新限值下的达标情景设计立足国家“2035 美丽中国”目标，统筹地方空气质量改善需求，在近中期（2030 和 2035 年）以全国 339 个城市整体 PM2.5年均浓度平均值达到所设参考限值为总体要求，同时对重点区域实行分阶段、分梯度的区域目标控制。研究据此设计 5 组新限值约束下的空气质量达标情景。基于各类减排措施的实施潜力评估 2030 年和 2035 年可实现的最大减排潜力；以最大减排潜力为约束，合理组合不同部门各类措施的执行力度，多次迭代得到全国和重点区域减排路径，使其 PM2.5浓度模拟结果满足各情景的目标要求。最终，研究在 25 g/m3限值下共设计 3 组情景（情景13），20 g/m3限值下设计2组情景（情景 4 和 5）。5 组情景中，对全国和重点区域的城市 PM2.5年均浓度提出明确要求（表 4-1）。情景 1 要求在 2030 年实现全国 339 个城市整体 PM2.5年均浓度平均值低于 25 g/m3，京津冀及周边地区和汾渭平原年均浓度达到34 g/m3、长三角地达到 30 g/m3。情景 2 在情景 1 的基础上加严 2030 年重点区域的年均浓度限值，并要求长三角地区先于其他重点区域实现 25 g/m3目标。情景 3 将达标目标年份延迟至 2035 年，要求 2035 年全国和长三角地区达标的同时，京津冀及周边地区和汾渭平原的年均浓度低于 28 g/m3。情景 4 加严了全国的标准限值，要求 2035年全国 339 城市整体年均浓度到达 20 g/m3以下，京津冀及周边地区和汾渭平原达到26 g/m3以下，并要求长三角地区年均浓度达到 23 g/m3以下。情景 5 进一步加严了重点区域的浓度限值，要求 2035 年全国整体年均浓度达到 20 g/m3的同时，长三角先于其他重点地区达标，且要求京津冀及周边地区和汾渭平原基本实现实现 25 g/m3浓度目标。通过梳理我国已有的和预计推行的治理措施，评估各类措施在 2030 年和 2035 年的实施潜力，表 4-1.PM2.5标准修订的空气质量达标情景定义情景 序号实现 年份 空气质量参考 限值（g/m3）PM2.5目标年均浓度（g/m3）全国京津冀及周边地区长三角汾渭平原1203025 25 34 30 342203025 25 30 25 303203525 25 28 25 284203520 20 26 23 265203520 20 25 20 25 7 四、新限值下的达标情景设计测算最大力度实施各类措施可在 2030 年和 2035年实现的最大减排效益，为不同环境空气质量标准修订情景下的达标路径设计提供约束条件。首先，对我国 2013 年以来清洁空气行动期间和之后陆续发布的环境-气候治理措施进行梳理，整理了包括电力、工业、民用和交通部门的末端治理、结构调整和能效提升三个维度的措施。其次，结合各措施实施过程中所涉及技术的历史发展演变、当前市场占有率等因素预测了各类措施在 2030 年和 2035 年前的实施潜力。然后，基于社会经济可持续自然增长的假设，利用多尺度人为源排放清单模型（Multi-resolution Emission Inventory model for Climate and air pollution research,MElC）和中国未来排放动态评估模型（Dynamic Projection model for Emissions in China,DPEC）(Cheng 等,2021)，分别估计了最大化实施各类措施可在 2030 年和 2035 年实现的污染物和 CO2最大减排比例。各类措施与部门的对应关系如表 4-2 所示。经过测算，预计非化石能源发电占比 2030年达到 50%，2035 年达到 59%，发电设施完成超低排放改造；钢铁行业电炉钢比例 2030 年达到 30%，2035 年达到 40%，水泥行业单位产量能耗 2030 年下降至 112 kgce/t，2035 年降至103 kgce/t；民用散煤存量清零；汽油车中，新能源车保有量占比 2030 年达到 60%，2035 年达到 80%，“国 6”及以上标准车辆占比 2030 年达到 60%以上，2035 年达到 70%以上。最大化实施各类措施，在全国尺度上，2030 年 SO2、NOx、PM2.5、VOCs 可 实 现 的最 大 减 排 比 例 分 别 为 48%、45%、58%和35%，2035 年在 2030 年的基础上可进一步减排 510 个百分点。区域尺度上，汾渭平原和长三角地区硫氮尘三种污染物在 2030 年可实现50%左右的减排，而京津冀及周边地区可实现减排比例略低于前两个区域。对于 VOCs，京津冀及周边地区和长三角地区 2030 年最大减排比例在 30%左右，汾渭平原相较二者有约 10%的额外减排空间。以最大减排比例为约束，研究组合不同部门各类措施的执行力度，计算主要污染物和 CO2的减排量。首先利用本团队开发的人工智能大气化学模型模拟不同情景的减排路径可实现的全国339 城市和重点区域 PM2.5年均浓度。随后，以浓度模拟结果是否满足情景要求的浓度目标为依据，多次迭代得到不同情景下全国和重点区域减排路径和相应的空气质量改善效果。最后，采用全球暴露-响应模型（Global Exposure Mortality 中国环境空气质量标准修订达标路径分析 8 表 4-2.各类措施与部门的对应关系行业治理措施指标电力/供热电力结构清洁化非化石能源发电占比发电能效提升火电供电标煤耗（gce/kwh）供热能源清洁化非化石能源供热占比供热能效提升供热设施平均热效率超低排放改造超低排放改造产能占比工业钢铁行业结构转型电炉钢比例钢铁行业节能吨钢可比能耗（kgce/t）建材行业能源替代建材行业终端电力占比建材行业节能单位产量能耗（kgce/t；重量箱）其他工业行业能源替代其他工业终端电力占比超低排放改造超低排放改造产能占比民用/建筑民用散煤替代民用散煤存量（亿吨）民用建筑节能居民建筑节能率燃烧技术升级先进炉灶占比交通非道路机械电气化工程机械电气化率农业机械电气化率柴油车电气化新能源车销售量占比新能源车保有量占比汽油车电气化新能源车销售量占比新能源车保有量占比机动车燃料经济性改善机动车百公里油耗（L）排放标准升级“国 6”及以上标准车辆占比溶剂使用涂料源头替代水性溶剂使用比例强化有机废气治理VOCs 综合去除率Model，GEMM）(Burnett 等,2018)，计 算 不 同达标路径下由 PM2.5污染导致的过早死亡人数。采用支付意愿法，利用统计生命价值（Value of a Statistical Life，VSL）(Xie 等,2018)，定量评估不同达标路径带来的健康效益。不同情境下达标路径的累计减排效益通过 2024 年到目标年的累计减排量乘以预期交易价格获得。其中预期交易价格以 2030 年预期碳市场交易价格 132 元/吨CO2排放计（Qi 等，2022），并假设 2035 年预期交易价格与 2030 年相当。9 四、新限值下的达标情景设计基于不同情景的对比分析，研究提出新标准下可能的达标路径。以 25 g/m3为标准限值，2030年全国339城市整体PM2.5年均浓度可达标，重点区域中，长三角地区可优先其他区域达标。为实现这一目标，各类污染物平均减排30%以上，协同削减 CO2排放量 13.9 亿吨，相较 2024 年下降 12%。在此减排力度基础上，进一步推进电力、工业和交通部门结构调整和能效提升相关的措施实施力度，加大减排力度。到 2035 年，全国可实现 339 城市年均浓度达到 20 g/m3以下，全国有 84%城市可达标，京津冀及周边和汾渭平原整体 PM2.5年均浓度可达标。该路径下 2035 年全国 CO2排放量下降至 80.9 亿吨，协同削减 31.2亿吨 CO2，相对 2024 年减排 28%，20242035年可获得累计碳减排效益 3.4 万亿元。当 PM2.5年均浓度标准限值加严至 25 g/m3，并要求京津冀及周边地区和汾渭平原 2030 年年均浓度下降到 34 g/m3以下，长三角地区年均达到 30 g/m3以下时（情景 1），全国 339 个城市整体 PM2.5年均浓度平均值可降至 25.0 g/m3，有 46%的城市达标，相较 2024 年增加 8 个百分点。该浓度水平下，20242030 年全国可累计避免 7 万人过早死亡，将带来 0.2 万亿元的累积健康效益（图 5-4）。为实现这一目标，全国尺度上，SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 需要分别下降20%、24%、26%和 18%（图 5-1）。对于 SO2和PM2.5，持续推进散煤替代、民用传统生物质替代、民用建筑节能等民用部门治理措施，是在 2030 年实现全国 PM2.5和 SO2分别减排 26%和 20%的关键。对于 NOx 和 VOCs，推进电力结构清洁化和能效提升、柴油车和非道路机械电气化、机动车燃料经济性改善等措施是推动二者分别实现 24%和 18%减排的关键。在该路径下，全国在 2030年 CO2排放可降至 106.5 亿吨，20242030 年可获得累计碳减排经济效益 0.4 万亿元。区域尺度上，京津冀及周边、汾渭平原和长三角地区 PM2.5年均浓度分别达到 33.5、32.2 和 28.0 g/m3（图 5-3），分别有 5%、0%和 23%的城市达到 25 g/m3标准。相较 2024 年的浓度水平，3 个区域年均浓度分别下降 23%、19%和 15%。对于京津冀及周边地区，PM2.5年均浓度在2030 年 达 到 34 g/m3以 下，SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 需要分别相对 2024 年减排 14.7、115.8、40.0 和 115.1 万吨（表 5-1）。各项措施中，针对民用部门的散煤替代和燃烧技术升级是实现 PM2.5和 SO2减排的关键措施；对于 NOx 和 VOCs，针对汽油车、柴油车和非道路移动源的末端治理和结构调整措施是减排的关键。对于汾渭平原，在这一达标路径下，SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 需要分别相对 2024 年减排16.8、31.6、12.1 和 26.5 万吨。与京津冀及周边地区类似，针对民用部门和交通部门的措施是减排的关键。对于长三角地区，2030 年 PM2.5年均浓度达到 30 g/m3以下，四种污染物需分别减排17.7、45.3、14.4、45.6 万 吨。对 于 NOx、PM2.5和 VOCs，针对民用部门和交通部门的措施仍是减排的关键。与前两个地区不同的是，对于SO2，针对电力和工业力部门的措施，特别是针对 五、达标路径及其减污降碳协同效益与健康收益中国环境空气质量标准修订达标路径分析 10 图 5-1.各情景下全国主要污染物排放量预测及部门构成注：图中百分比表示相对于 2024 年基准的总削减率电力工业民用交通农业排放量（百万吨）排放量（百万吨）基准情景202420302035情景 1 情景 2 情景 3 情景 4 情景 5-20v543210-25%-28%-53%-57%SO2NOX基准情景202420302035情景 1 情景 2 情景 3 情景 4 情景 5171512107520-24%-31%-35%-50%-55%排放量（百万吨）排放量（百万吨）202420302035情景 1 情景 2 情景 3 情景 4 情景 576543210-26%-30%-33%-62%-66%基准情景PM2.5VOCs202420302035基准情景情景 1 情景 2 情景 3 情景 4 情景 52520151050-18%-23%-25%-39%-40%钢铁的结构转型和超低排放改造措施，以及针对电力部门的电力结构清洁化措施是重要举措。在同样的标准限值条件下，对 2030 年重点区域的年均浓度限值提出更高的要求，并要求长三角地区先于其他重点区域实现 25 g/m3目标（情景 2），全国 339 城市年均浓度可达到 23.4 g/m3，城市达标率可增加 6%。20242030 年，累计避免 43 万人过早死亡，获得健康效益 1.5 万亿元。全国尺度上，与上一个情景的达标路径相比各类污染物需要额外减排 4%7%。需要加大针对电力、钢铁和水泥等行业的末端治理、能源结构调整和能效提升相关措施的实施力度，以确保电力、工业和交通部门的持续减排。在此达标路径下，2030 年碳排放可下降至 98.2 亿吨，削减 CO2排放量 13.9 亿吨，相较于 2024 排放下降12%，电力、工业、民用和交通部门减排分别贡献 36%、48%、8%和 8%的 CO2减 排 量（图5-2）。20242030 年间全国可获得额外累计碳减排经济效益 0.9 万亿元。为实现京津冀及周边地区和汾渭平原 PM2.5年均浓度达到 30 g/m3及以下，长三角地区优先于前两个地区达标，需进一步全面强化重点区域电力、工业、民用和交通部门末端治理、能源结构调整和能效提升相关措施的实施力度。在此达标路径下，京津冀及周边地区 SO2、NOx、PM2.5和VOCs分别需要额外减排6.9、35.0、8.4和19.8万吨，11 五、达标路径及其减污降碳协同效益与健康收益区域 PM2.5年均浓度可达到 30.0 g/m3。汾渭平原分别需要额外减排9.0、23.4、8.2和19.2万吨，区域PM2.5年均浓度可达到28.6 g/m3。长三角地区各污染物分别额外减排14.4、51.0、11.9 和 63.3 万吨，区域 PM2.5年均浓度达到 24.8 g/m3。在协同减排方面，长三角地区到2030年CO2排放可下降至15.2亿吨，相对2024年减排19%。对于重点区域而言，民用部门可继续发挥减排效力的空间有限。对于 SO2、NOx 和 PM2.5额外的减排量，主要依靠加大钢铁、水泥和工业锅炉等行业的实施力度。但主要的贡献部门不同，如对于 SO2减排，钢铁行业相关措施是京津冀及周边和长三角地区的关键措施，而汾渭平原则主要依靠电力行业的减排。此外，对于 VOCs，相较于汾渭平原，京津冀及周边和长三角地区减排需求较大，而这一部分的减排量主要依靠针对溶剂使用源的相关措施。表 5-1.不同情景达标路径下重点区域排放量（万吨）情景部门京津冀及周边地区汾渭平原长三角SO2NOxPM2.5VOCSO2NOxPM2.5VOCSO2NOxPM2.5VOC情景 1电力9.335.72.00.86.917.71.00.58.641.81.20.9工业79.2132.361.0242.621.739.428.965.148.588.837.4347.6民用1.45.04.862.01.50.91.96.60.63.94.361.6交通2.3101.511.035.00.523.42.37.91.888.66.031.1情景 2电力6.531.31.20.75.012.80.70.46.028.40.70.6工业76.7121.358.9242.616.229.223.452.337.371.230.7305.0民用0.02.70.056.70.00.20.03.90.12.60.654.2交通2.184.410.320.70.415.71.84.21.769.95.118.0情景 3电力4.727.40.90.53.58.80.50.25.725.50.60.6工业66.7105.653.1234.015.224.419.946.334.967.529.3290.8民用0.01.80.055.20.10.10.22.90.02.40.051.7交通1.280.27.616.20.315.71.22.51.665.94.915.2情景 4电力4.720.60.90.53.48.60.50.24.219.10.40.4工业60.8102.647.9231.114.923.919.645.629.659.226.1258.9民用0.01.80.039.50.00.10.02.70.02.40.052.4交通1.771.27.512.20.215.41.12.31.557.14.39.0情景 5电力3.917.60.80.43.17.80.40.23.014.20.30.3工业57.492.245.7230.114.222.818.943.925.447.222.6255.4民用0.01.10.039.10.00.00.02.20.02.00.057.9交通1.270.95.49.10.214.51.11.80.955.12.75.5中国环境空气质量标准修订达标路径分析 12 图 5-2.各情景下全国主要污染物和 CO2分部门排放削减量排放量（百万吨）排放量（百万吨）排放量（百万吨）排放量（百万吨）排放量（亿吨）876543287654322018161412108624222018161412130120110100908070600.671.74工业工业工业工业工业工业工业工业工业工业民用民用民用民用民用民用民用民用民用民用电力电力电力电力电力电力电力电力电力电力交通交通交通交通交通交通交通交通交通交通1.002.286.630.871.951.541.748.080.531.210.351.305.05基准情景情景 5情景 20.861.460.701.736.740.341.180.070.621.170.461.061.760.010.190.060.021.040.040.450.72SO2NOxPM2.5VOCsCO20.030.950.150.06 13 五、达标路径及其减污降碳协同效益与健康收益根据 2030 年最大减排潜力的测算结果，情景 2 中重点区域的达标路径中的减排比例已接近2030 年最大减排力度，而京津冀及周边和汾渭平原 PM2.5年均浓度距离实现 25 g/m3限值还有一定差距。遵循治理行动“稳中求进”的原则，在全国和长三角地区实现 25 g/m3目标的同时，考虑加严京津冀及周边和汾渭平原区域在 2035年的浓度限值至 28 g/m3，以接近“美丽中国”目标要求的 25 g/m3（情景 3）。在此情景下，全国 339 城市年均浓度可达到 22.9 g/m3。20242035 年，可累计避免 45 万人过早死亡，获得健康效益 1.6 万亿元。全国尺度上，在情景 2 的基础上，实现情景 3 需要各类污染物在 20302035 年间继续减排 2%4%。区域尺度上，长三角地区继续减排4%。为了达到严格的标准限值，京津冀及周边地区 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 分别需要额外减排12%、6%、7%和 3%。汾渭平原各污染物分别需要额外减排 5%、8%、9%和 8%。2030 年后，持续加严末端治理的减排潜力大幅收窄，针对电力、钢铁、水泥行业的结构调整和能效提升措施成为推动额外减排的关键。在此达标路径下，随着电力结构清洁化、钢铁行业结构转型和建材行业能源替代等具有协同减排效益的措施实施力度加大，到 2035 年全国碳排放量相对于 2024 年削减 17.8 亿吨，20242035 年全国累计碳减排效益达到 1.9 万亿元。虽然在情景 3 的达标路径下，京津冀及周边地区城市在 2035 年达到 25 g/m3标准限值的比例相比于 2030 年（情景 2）增加了 1.5 倍，汾渭平原增加了3倍，但这些区域达标率仍较低（23%和 28%）。此外，全国 339 城市达标率达到56%，长三角地区达标率达到 59%。相比于情景2 达标路径可避免的过早死亡人数，情景 3 达标路径仅额外避免了1万人。因此，考虑在2035年，要求全国 339 城市达到更严格的标准限值 20 g/m3（情景 4）。全国尺度上，SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 相对 2024 年分别需要减排 53%、50%、62%和39%。区域尺度上，重点地区各污染物相对 2024图 5-3.各情景下全国及重点区域年均 PM2.5浓度预测比较PM2.5年均浓度（g/m3）全国全国全国全国全国全国汾渭平原汾渭平原汾渭平原汾渭平原汾渭平原汾渭平原京津冀及周边京津冀及周边京津冀及周边京津冀及周边京津冀及周边京津冀及周边2024-基准年2035-情景 32030-情景 12035-情景 42030-情景 22035-情景 5504030201005040302010050403020100504030201005040302010050403020100长三角长三角长三角长三角长三角长三角29.322.925.018.723.418.442.227.333.525.630.025.033.024.128.020.824.820.039.626.732.225.028.624.5中国环境空气质量标准修订达标路径分析 14 年下降 37%、49W%、51T%和34R%。全国 339 城市整体 PM2.5年均浓度可达到 18.7 g/m3，可在 20242035 年间累计避免 194 万人过早死亡，获得累计健康效益 7 万亿元，2035 年碳减排量相较于情景 3 增加 11 亿吨，累计碳减排效益 3.1 万亿元。京津冀及周边地区、汾渭平原和长三角地区 PM2.5年均浓度分别达到 25.6、25.0 和 20.8 g/m3。3 个重点区域城市年均浓度达到 25 g/m3以下的占比分别达到37%、46%和 98%。在情景 4 基础上，要求长三角地区 2035 年先于其他重点地区达标，京津冀及周边地区和汾渭平原基本实现“美丽中国”目标（情景 5）。在此情景下，全国 339 城市 PM2.5年均浓度可达到 18.4 g/m3，有 56%的城市可以达标，有84%的城市达到 25 g/m3以下。京津冀及周边地区、长三角地区和汾渭平原 PM2.5年均浓度达到 25.0、20.0 和 24.5 g/m3，分别有 47%、100%和 46%的城市可以达到 25 g/m3以下。20242035 年间，全国可累计避免 225 万人过早死亡，获得健康效益 8.2 万亿元。相比于在 2030年实现全国和长三角优先实现 25 g/m3的减排路径（情景 2），该达标路径不仅要求重点区域各部门污染物减排力度接近 2035 年可实现的最大减排潜力，还强化了全国其他区域的措施实施力度。图 5-4.各情景下累计健康效益与 PM2.5浓度改善幅度的关系注：上图显示了在不同情景下，截至目标年份（2030 或 2035 年）全国累计可避免的过早死亡人数；下图显示了对应的累计货币化健康效益。X 轴表示各情景实现的全国年均 PM2.5浓度相对于 2024 年基准的改善幅度避免过早死亡人数（万人）2502001501005008006004002000健康效益（百亿元）PM2.5浓度改善（g/m3）参考限值：25 g/m3参考限值：25 g/m3参考限值：20 g/m3参考限值：20 g/m3 情景 1 情景 2 情景 3 情景 4 情景 52030 20354 5 6 7 8 9 10 11 124 5 6 7 8 9 10 11 12 15 五、达标路径及其减污降碳协同效益与健康收益该情景达标路径下，民用散煤替代、电力与供热结构清洁化、钢铁行业结构转型、汽油车/柴油车电气化和非道路机械电气化等结构调整措施发挥重要作用。电力/供热部门中，2035 年全国和重点区域非化石能源发电占比从 2030 年（情景 2）的 44P%上升到 59.5%；非化石能源供热占比从 230%提升至 40%；供热设施平均热效率从89%增加至 95%。工业部门中，钢铁生产中电炉钢比例从240%提升至 40%；吨钢可比能耗从 2030 年的 546.0525.0 kgce/t 下降至 489.0 kgce/t；水泥、玻璃等建材行业终端电力占比从 23%上升至33%，水泥单位产量能耗下降至 103.0 kgce/t；其他工业终端电力占比从 45P%增至 59%；钢铁、水泥等工业行业超低排放改造产能达到 100%。民用部门中，到 2035 年基本清零民用散煤存量。交通部门中，柴油车和汽油车新能源车保有量占比从 2030 年的 6%和 22%分别增加至12%和 47%；农业机械和工程机械电气化率从17%和 31%分别提升至 42%和 25%；机动车百公里油耗从 2030 年下降 8%水平升级至下降18.5%水平；“国 6”及以上标准车辆占比从2030 年的 46g%上升至 70%。溶剂使用源中，水性溶剂使用比例从 2030年的上升 30%水平提升至上升 60%水平，VOC综合去除率全国全国从 35%提升至 60%，重点区域达到 65%。全国 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 分别相对2024 年排放下降 57%、55%、66%和 40%。3 个重点区域 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 分别相对 2024 年排放下降 41b%、53%、55Y%和 34T%。从部门尺度看，2035年全国电力部门 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 分别减排 80.1、263.9、12.4 和 5.1 万吨；工业部门各污染物分别减排 152.9、315.6、104.9 和302.2 万吨；民用部门分别减排 139.8、63.7、253.7 和 236.7 万吨；交通部门分别减排 5.1、279.8、20.9 和 322.6 万吨（图 5-2）。在此达标路径下，2035 年全国 CO2相对于 2024 年减排31.1 亿吨，相较 2024 年下降 28%，20242035年获得累计碳减排效益 3.4 万亿元。各部门中，电力和工业 CO2减排发挥重要的作用，分别贡献了总减排量的 47%和 38%；民用和交通分别贡献了 9%和 6%。17%和 31%分别提升至 42%和 25%；机动车百公里油耗从 2030 年下降 8%水平升级至下降了总减排量的 47%和 38%；民用和交通分别贡献了 9%和 6%。中国环境空气质量标准修订达标路径分析 16 随后，在 20302035 年间进一步加大电力、工业与交通等部门的结构性调整和能效提升力度，充分挖掘结构性措施的减排潜力，到 2035 年全国 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 排放相较 2024 年分别下降 57%、55%、66%和 40%；此时全国年均浓度可降至 18.5 g/m3，20242035 年累计避免约225万人过早死亡，健康效益约8.2万亿元，协同削减 CO2排放量 31.2 亿吨，相较 2024 年下降 28%，累计碳减排效益 3.4 万亿元。重点区域方面，京津冀及周边与汾渭平原在2035 年分别实现 SO2、NOx、PM2.5和 VOCs 较2024 年下降 41b%、53%、55Y%和 34T%，对应年均浓度达到 25.0 与 24.5 g/m3，整体实现阶段性目标。两区域 CO2排放分别实现协同削减 6.2 亿吨和 2.9 亿吨，相对于2024 年分别下降 26%和 30%。为确保上述路径落地见效，需聚焦能源、产业与交通三大领域的系统减排与协同治理。一是加快能源结构优化，用清洁可再生能源满足新增需求，提升可再生能源开发与消纳能力，扩大电力、工业用煤的天然气与可再生能源替代规模，完善可再生能源与天然气的产-储-供-销体系；严格控制煤炭、石油等高碳化石能源消费总量，优先削减中小型燃煤/燃油锅炉、工业窑炉、民用散煤与传统生物质燃料。二是优化供热与终端用能体系，提升终端用能电气化水平，重点地区不再新增煤炭产能和燃煤机组装机，提速供热管网建设，加快淘汰管网覆盖区内分散燃煤设施，推进以清洁电力、工厂余热和可再生低碳能源替代工业窑炉与分散供热。三是推动产业结构升级与布局优化，大力发展电弧炉短流程炼钢，推进钢铁、水泥等重点行业节能降耗与超低排放巩固提升，系统整合并有序退出烧结、砖瓦、玻璃等行业落后产能。四是以交通结构优化和清洁化终端为抓手，提高新能源汽车保有量占比与在用车排放控制水平，提升铁路在货运中的比重，推动高排放柴油火车淘汰及电动重卡推广，推进非道路移动机械的电动化与清洁燃料替代。通过以上组合拳，既能对接新标准的达标需求，又可实现健康效益最大化与经济社会高质量发展的协同增益。中国环境空气质量标准修订达标路径分析 18 生态环境部.(2025).2024 中国生态环境状况公报.https:/ estimates of mortality associated with long-term exposure to outdoor fine particulate matter.Proceedings of the National Academy of Sciences,115(38),9592-9597.https:/doi.org/10.1073/pnas.1803222115Cheng,J.,Tong,D.,Liu,Y.,Geng,G.,Davis,S.J.,He,K.,&Zhang,Q.(2023).A synergistic approach to air pollution control and carbon neutrality in China can avoid millions of premature deaths annually by 2060.One 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2020.Nature Geoscience,17(10),987-994.https:/doi.org/10.1038/s41561-024-01540-zQi,S.,Cheng,S.,Tan,X.,Feng,S.,&Zhou,Q.(2022).Predicting Chinas carbon price based on a multi-scale integrated model.Applied Energy,324,119784.https:/doi.org/10.1016/j.apenergy.2022.119784参考文献 19 参考文献WMO.(2021).9789240034228-eng.https:/iris.who.int/bitstream/handle/10665/345329/9789240034228-eng.pdf?sequence=1&isAllowed=yXie,Y.,Dai,H.,Xu,X.,Fujimori,S.,Hasegawa,T.,Yi,K.,Masui,T.,&Kurata,G.(2018).Co-benefits of climate mitigation on air quality and human health in Asian countries.Environment International,119,309-318.https:/doi.org/10.1016/j.envint.2018.07.008Xue,T.,Geng,G.,Meng,X.,Xiao,Q.,Zheng,Y.,Gong,J.,Liu,J.,Wan,W.,Zhang,Q.,Kan,H.,Zhang,S.,&Zhu,T.(2022).New WHO global air quality guidelines help prevent premature deaths in China.National Science Review,9(4),nwac055.https:/doi.org/10.1093/nsr/nwac055中国环境空气质量标准修订达标路径分析 20
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