環境税の理論と導入条件

環境税の理論と導入条件
炭素税と廃棄物税を事例として

久

保

慶

明（中央大学法学部法律学科４年）

はじめに

2005年２月、地球温暖化を解決すべく、グローバルな枠組みとして京都議定書が発効した。アメリカの不参加、途上国と先進国との関係など解決すべき問題も多く残されているものの、地球温暖化に対する具体的な取り組みに向けたものとして注目される。もう一つ、現在社会的な注目を集めているタームとして、日本において昨年秋議論となった「環境税」が挙げられよう。自民党税制調査会ならびに政府税制調査会において活発な議論が交わされたのは記憶に新しい。
環境問題は、古くはピグーに連なる厚生経済学において典型的な外部性問題として捉えられ、その解決手段としてピグー税と呼ばれる環境税が構想された。いわゆる「外部性の内部化」である。しかし、それが現実に導入された事例は極めて少なく、また導入事例についても何らかの形で理論的修正が加えられている。他方、環境政策においては、このような経済的手法ではなく、規制的手法が主として用いられてきた。経済学の理論においてその有効性が認められてきたにも関わらず、現実の環境政策がそのように推移してきたのはなぜか。また、少ないながらも実際に環境税を導入した事例においては、何がそれを可能にしたのか。本稿の主たる関心はここにある。
以下では、環境を社会的共通資本として捉え、環境税の導入根拠について主に経済学の視点から理論的に明らかにしたうえで、現実の環境税について政治学的に検討する。１章では環境と経済の関係を明らかにし、環境税の理論的基礎を提示する。２章では環境政策における責任原則と費用負担原理について整理し、環境政策全般における分析枠組みを示す。これらを踏まえて３章において、現実の環境税を検討しながら、社会的な合意条件という観点を交えて具体的な制度設計について検討する。

１

経済学と環境税

1.1

外部性問題

伝統的な厚生経済学においては、環境問題は典型的な外部負（不）経済の問題とされ 1）、環境を一般の商品と同じように市場で扱おうという理論が展開されてきた。これを、外部性の「市場主義的解釈」と呼ぶ。他方、環境が市場を介さないで我々の生活全般に影響を与えている点を重視し、市場はそうした環境を利用しているに過ぎない（＝環境は「市場を取り囲む与件」である）とする理論が発達してきた。これを外部性の「環境主義的解釈」と呼ぶ（岡、2002:95-96）2）。
環境問題を考えるに当たっては、環境主義的なアプローチをとるべきである。「環境」という価値は、社会的に認められていながら、社会的制度として十分に反映されているとは言いがたい。日本における環境政策が理念先行で進み、具体的制度に関しては重要な部分が骨抜きにされていることからもそのことはわかる。したがって、環境問題を語るうえでまず前提となるのは、環境を社会的制度に具体的に反映すべき重要な価値として捉えることであろう。これを経済学的に位置付けたのが外部性の環境主義的解釈であり、以下に示す社会的共通資本論はその代表である。

環境税の理論と導入条件

1.2

社会的共通資本3）宇沢によると、希少資源は社会的共通資本と私的資本とに分類される。
社会的共通資本とは「ひとつの国ないし地域に住むすべての人々が、豊かな生活を営み、優れた文化を展開し、人間的に魅力ある社会を持続的、安定的に維持することを可能にするような社会的装置」であると定義される。その特徴として、第一に市民の基本的権利の維持に必要不可欠である
こと、第二に社会的基準にしたがった専門家による管理運営が必要である
こと、第三に、具体的構成については各国各地域の歴史や文化等の諸要因に依存して、政治的プロセスを経て決定されるものであることを挙げている。具体的には、従来の社会資本（＝「社会的インフラストラクチャー」）
概念に加え、自然資本（＝「自然環境」）と「制度資本」という２つの資本概念を新たに創出した（宇沢、2000:4-6）。
自然環境をストック概念で捉えることは、自然環境の保護に対して倫理的正当性に加えて、現実的な正当性も与えることとなり、その貢献は非常に大きなものであると言える 4）。第一に、理論的に重要な点として、伝統的には経済の外部にしか存在していなかった環境を、経済活動の対象として直接的に把握できる。第二に、環境の価値に対して一定の貨幣的評価が与えられることで、環境の維持管理行為が環境という資本に対する「投資」活動として経済学的な評価に基づいて正当化されうる。言い換えると、環境を一種のストックとして把握してのストックフロー分析が可能になるのである。

1.3

環境税の再定義

このように環境を捉え直したとき、従来外部性の内部化というロジック
でしか論じられていなかった環境税が財政面からの正当性を獲得することになる。すなわち環境税とは社会的共通資本としての環境の維持管理手段
であり、具体的には①劣化損傷を未然に防止する政策手段であると同時

に、②それを維持管理するための財源調達手段である、というものである（諸富、2000:3-5）。
このような二面性は、現実の環境政策においても考慮されてはいたが統一的には捉えられてこなかった。新たな環境税論議が起きても、インセン
ティブを目的とするのか、財源として導入するのかといった二者択一的論議がなされ、この二面性を効果的に両立させようという議論は少なかったように思われる（植田、2002:105-106）。
その要因として第一に、外部経済の内部化という理論が先行したために環境税に関して財政上の議論がなされてこなかったという点が挙げられる。財政面からはむしろ伝統的な租税理論に基づいて、環境税は税制の中立性を侵害するという批判が中心となってきた（宮島、1993:38-39）。実際
現在の日本での環境税論議の中でも、経済界からは非中立的な環境税は断固反対であるとされる一方で、中立的な導入であれば一定の理解が得られているようである（横山、2004）。第二に、特別会計化された巨大なエネ
ルギー関連税の存在とその改革のタブー視である。エネルギー関連諸税
は、その性質が環境税と重なる部分が多く、新税として環境税を導入する
ためにはその全面的な見直しが不可欠である。しかし、2003年度現在約５兆２千億円にも上るエネルギー関連税収 5）は、その大半が電源開発と道路整備に用いられている。こうした目的税化は、社会的な要請の緊急性が強い場合には迅速な対策を可能にするが、そうした要請が薄れた後も継続す
ると税収の既得権益化を促して不必要な公的支出を促進するという弊害を引き起こす（植田、2002:106-108）。しかも既得権益化の結果、その改革はタブー視されるに至った。これら２点の指摘は、「環境」という要素を財政に影響を与える一つの外因として捉えるのではなく、財政全体を考えるうえで不可欠で決定的な要因として税制システムの中に取り込むべき必要性を示してしていると言えよう6）。
こうした制約があるにも関わらず、専ら地方政府レベルではあるが、日環境税の理論と導入条件

本においても環境税が導入されている。それらについては３章で詳しく検討するが、財政的な要請が強い場合に、それを契機として導入されてきた事例が多い。同時に、行政がイニシアティブを取り、様々な利害関係者を議論に巻き込んだ、環境政策や税制全体に及ぶ広範な検討プロセスを展開することによって可能となっている。

２

環境政策の規範原理

環境政策における責任負担原理として、拡大生産者責任原則（Extended
Producer Responsibility ＝ EPR）が一般的に重要とされている。一方、費用負担原理は大きく分けて以下の三つに分類される。①原因者（汚染者）負担原則（Polluter Pays Principle ＝ PPP）、②受益者負担原則、③
公共負担原則である。本章では責任負担と費用負担とを理論的に区別した
うえで、費用負担原理について、原則としての PPP と他の二つの原理との関係を明らかにする7）。

2.1

拡大生産者責任原則（EPR）

EPR とは、「生産者が製品の生産段階から廃棄段階まで実質的に責任を負うべき」であるという考え方である（諸富、2002:129）。ただし、ここでいう「責任」とは、社会倫理的な曖昧な概念ではなく、社会的共通資本としての環境を維持管理する主体としての言わば「管理責任」を意味する。
2.2節以下で論じるように、費用負担原理としての PPP は、環境対策の費用負担を汚染主体に義務付けるだけで、問題解決に直接つながるとは言いがたい。これに対して EPR は、費用負担のみならず問題解決全般についての責任を負うという点において PPP よりも包括的な概念であり、何らかの理由から生産者以外に費用負担が求められるときにも、生産者に対し

ては EPR に基づいた生産から廃棄までの管理が求められることになる。
2000年以降に制定された各種リサイクル法は、EPR に基づいた制度設計を試みたものとして評価できる8）。
こうした EPR の考え方は、環境管理の可能性の最も強い、企業の行動原理を基礎付けるという点において説得力を持つ。企業側から見れば、近年話題となっている企業の社会的責任（Corporate Social Responsibility＝ CSR）にも合致しており、EPR に基づいた広範な制度作りが必要とされているといえよう。

2.2

原因者（汚染者）負担原則（PPP）

日本において PPP とは、２つの意味を有する。一つは公害等による事後的な社会的費用を原因者たる汚染者が負担すべきであるとするというものである（＝「日本型 PPP」）。司法に基づく公害被害についての事後的な賠
償制度は、もともとは被害者の人権救済を目的としていたと考えられるが、一方で企業にイノベーションによる環境負荷軽減等の環境改善努力を
促 す 重 要 な イ ン セ ン テ ィ ブ を 持 っ た と 評 価 さ れ て い る（永 井、2002:44-45）。これらのプロセスを通して、企業は一定の社会的責任を果た
したと言える。
PPP の持つ２つ目の意味は、OECD によって70年代初頭に提唱され、世界で一般的に PPP と呼ばれているものである。それは、汚染原因者が汚染解決のための第一次的な費用を負担すべきであるとする考え方である。環境政策における費用負担原理を考えるとき、理念的には PPP が最もふさわしい。なぜならば PPP は環境保全のためのインセンティブを汚染主体に直接的に持ち、社会的公平性の観点からも、汚染者がその対策費用を負担するというのは極めて公正であると考えられるからである。
それに対して受益者負担原則や公共負担原則は、汚染主体が必ずしも費用を負担しないという点において汚染削減インセンティブが PPP に劣るた

環境税の理論と導入条件

め、とりわけ政策手段として費用負担を位置づけて活用する場合にはふさ
わしくない。しかし現実には、前節で見たように必ずしも純粋な PPP が採用されているわけではない。そこには、環境保全以外のさまざまな要因が影響する。
このように、理論的には極めて重要である原因者負担原則であるが、日本において現実に制度化された例は少ない。2000年以降のリサイクル関連
立法によって制度化された他は、ほとんど見られないと言える9）。

2.3

受益者負担原則と PPP

受益者負担原則は、あるサービスの運営費用をそれによって利益を得ている利用者から徴収しようというものである。一定サービスに対する利用料金とも言え、受益と負担の関係が明確である。この点において、費用負担者の合意が得られやすく、その導入も比較的容易であると考えられる。
現実の例としては、環境保全を目的としたエネルギー税や水道料金に対する従量制型の森林環境税、廃棄物税等が挙げられよう。
他方、環境問題について受益者負担原則を検討すると、「拡大原因者負担」と言うべき原理が考えられうる。すなわち、財やサービス等のグッズ（goods） の 生 産 に 当 た っ て は 天 然 資 源 の 消 費 や 廃 棄 物（＝ バ ッ ズ：bads）の排出が生じる。バッズは受益者たる消費者が存在することによって生み出されるのであるから、その処理費用は受益者が負担すべきであるという考えである。受益者は究極的には原因者（＝汚染者）なのである。この点において受益者負担と PPP とは連続性を持つということができ、環境税を設計するにあたっても、既存の受益者負担的な税制を活用した制度設計が可能になる。具体的には、1.3節で挙げた巨大なエネルギー関連税制と環境税論議とは連続性を持つと言える。

2.4

公共負担原則と PPP

公共負担原則とは、一定のサービス等の運営費を納税者が共同で負担するというものである。言うまでもなく、行政活動は租税による共同負担を原則とし、伝統的な課税原則としては「公平・中立・簡素」が求められてきた 10）。一方自治体環境政策の場面にあっては、本来原因者負担とされるべきところでもこうした公共負担により運営されている場合が少なくない（諸富、2002:131）。現在では多くの自治体で実施されている廃棄物処理
手数料の徴収も、以前は行政サービスの一環として捉えられ、一般財源による運営がなされてきた。また下水道の整備運営費用は、公的負担部分と私的負担部分とに分けられて賄われているものの、先進各国に比べると公的負担の割合が高い（諸富、2002:135）。
しかし、近年の環境問題の深刻化と行財政状況の悪化は、公共負担から原因者負担への移行をもたらしている。その代表が、廃棄物処理手数料の徴収という手法の一般化である。廃棄物処理手数料の徴収は、ごみの排出者が廃棄物の処理というサービスを利用するという点においては、受益者負担的な側面を併せ持つ。このことはすなわち、究極的には PPP 的な側面を持つことを意味する。したがって従来公共負担原則によって運営されてきた廃棄物処理について手数料を徴収することは、最終的には PPP に基づいていると言うことができる。これは廃棄物処理行政に限らない。先に挙げたような下水道処理行政等の環境政策全般において、公的負担が採られている場面で本来的に PPP とすべき場面が少なからず存在する。今まで行政の業務とされて一般財源によって負担されてきた環境対策に対して、個別的な検討を踏まえて、PPP に基づいた制度設計への移行が求められているのである。
一方で、既存システムとの関係や費用の徴収コスト、負担者の合意の有無等の問題から、現実には公共負担からの移行が困難な場面も少なくない。また、環境の維持管理という面からは、経済的手法の活用可能性があ環境税の理論と導入条件ると考えられる場面においても従来通り直接規制を中心とした対策がなされている。住民の生活環境の維持が依然として行政の重要な役割であることは言うまでもなく、こうした観点から行政と民間（市場）の役割分担
を、個別具体的な検討に基づいて設計することが望まれる11）。

３

環境税の実際

一般に環境税というとき、地球温暖化問題における炭素税が想定されることが多い。地球温暖化というとわれわれの日常生活からは乖離したもの
として、また、その危機はわれわれの世代とは離れた将来世代の問題として理解してしまうという、二重の意味で解決の困難さを持つ。これに対して廃棄物問題はわれわれの生活に密着した問題であり、地方政府にとっても大きな問題となっている。すなわち、両者の間には「切迫性」という面において絶対的な意識の違いが存在するのである。その結果として、炭素税の導入に対しては「総論賛成、各論反対」や炭素税論議への無関心という姿勢をもたらし、逆に廃棄物税に関しては問題解決への積極的なコミッ
トメントがもたらされる。他方、環境税の導入に向けては、社会的な合意が不可欠とされる。本章ではこうした問題意識に基づき、課税対象の規模の違いという観点から、中央政府レベルでの環境税と地方政府レベルでの環境税とに分け、環境税導入に至る背景から導入後の経過まで分析を試みる。

3.1

中央政府レベルでの環境税

中央政府レベルでの環境税として、炭素税に代表される地球温暖化対策
税が挙げられよう。日本では、後に説明するように、エネルギー関連税な
ど副次的に環境税とみなされるものはあるものの、環境税として国レベルで導入されているものはない。

一般に、「CO2 排出量の抑制を目標に、化石燃料が排出する炭素含有量に負荷する」ものを炭素税と呼ぶ（石、2002:63）。フィンランドが世界で初めて炭素税を導入し、次いでオランダと北欧３国とが相次いで導入した。また、イギリス、ドイツ、フランス、イタリアにおいては90年代後半にかけて、課税対象を必ずしも炭素に限定しない温暖化対策税が導入されている。
以下、北欧４国とオランダについて、炭素税導入に至る各国での経緯、
具体的な制度設計、導入後の事後的な対応について概観する12）。

１）炭素税導入に至る社会的背景
炭素税導入が検討される経緯としては、大別して次の二つのものが考えられる。一つは、環境問題の深刻化

具体的には地球温暖化の進行にともなう、経済的手法としての環境税に対する必要性の高まりである。
もう一つは財政面からの要請である。これら二つは、上述した環境税の二面性すなわち前者は政策手段と対応し、後者は財源調達手段と対応していると考えられる。
政策手段としての側面から炭素税が導入されたのはノルウェー、デンマ
ーク、オランダである。特にオランダでは1989年に国家環境計画（NEPP）
を定め、1990年には NEPP-Plus（新国家環境計画）を策定し、環境政策の総合的な推進の中で炭素税をはじめとした経済的手法の導入が行われた（大熊、1993:153-154）。これに対し、財源調達手段としての性格が強かったのがスウェーデンとフィンランドである。スウェーデンでは、税制全般の見直しの中で25％の所得税減税が決定された。その分を所得税や付加価値税の増税等により補填することを試みたが足りず、環境税による補填という発想が生まれた（飯野、1993:105-108）。
これら各国に共通していることは、環境問題に対する国家的な関心が非常に高かったということである。各国共に、政府の主導の下に関係省庁や

環境税の理論と導入条件

専門家等による検討を行い、環境政策や経済政策全般との関係の中で炭素税導入を位置付けている。

２）炭素税の制度設計
次に、導入された税制につき具体的な検討を行う。
まず税率についてであるが、以下の点が問題とされよう。第一に、既存のエネルギー関連税制との関係をどうするのか。第二に、一定の対象者に対して減免措置を設けるのかどうか。第三に、科学的、経済的に必要とされる税率による課税が可能なのかどうか。
第一の点は換言すると、エネルギー税と炭素税の連続性をどのように調整するかという問題である。ノルウェーを除いた各国においては、炭素税の導入に合わせてエネルギー関連税の減税、もしくは廃止を行っている。
しかしエネルギー税と炭素税の合計で見れば、全体としては概して増税となっている。ちなみに、ノルウェーは他国よりも相対的に低税率で炭素税を導入しており、既存税制の調整が不要とされたと考えられる。第二の点については、フィンランドを除く全ての国においてエネルギー消費産業に対する減免措置を設けている（長島、2001:42）。これは、国際競争力の維持と炭素税に対する企業側の合意という二重の目的を持って設けられていると考えられる。またデンマークのように、従来かけられていた物品税を石油製品について減じることで、一般消費者のトータル負担額を一定にしたというケースも存在する。第三の点については、導入後に税率が上昇している点から推測すると、社会的合意が得られやすい比較的低率で導入に踏み切り、その後漸変的に税率を上げて社会的適正税率を目指すというボーモル = オーツ税 13）的な手法が一般的であるようである。この意味において、科学的、経済的最適税率と呼ばれる基準は、導入に向けた政治的プロ（表１参照）。
セスを経て社会的に最適化されると言えよう14）
次に課税段階について、一般的に製造・輸入段階での課税が行われてい表１

炭素税率とエネルギー関連税率の変化
導入時の税率1996年時の税率

上昇率

フィンランド0.27（1.55）

0.123（3.533）

4.6 （2.28）

ノルウェー

0.6 （3.81）

0.85（5.16）

1.42（1.35）

スウェーデン

0.58（3.24）

0.86（4.83）

1.48（1.49）

デンマーク

0.27（1.145）

0.27（1.53）

1

オランダ

0.88

1.284

（1.34）
1.46＊デンマークを除いては、有鉛ガソリンに対する課税について「炭素税のみ（炭素税＋エ
ネルギー関連税）」を表示。デンマークについてはディーゼルに対する課税率を表示。
＊導入時期は、フィンランド：1990、ノルウェー：1991、スウェーデン：1991、デンマー
ク1992、オランダ：1992である。
＊課税率は、（各国通貨単位）/Ｌ。
出典）長島（2001：38-42）をもとに筆者作成。

スウェーデンデンマーク

表２

二重の配当組み合わせ

導入年

課税対象

減税対象

1990

CO2

PIT

SO2

農業へのエネルギー税

その他

継続的教育費

その他

PIT

CO2

SSC

SO2

法人所得

1994

オランダ

1997

CO2

CPT，PIT，SSC

フィンランド

1997

CO2

PIT，SSC

埋め立て
法人所得
ノルウェー

1999

CO2

PIT

SO2
ディーゼル石油＊デンマークのその他はガソリン、水、廃棄物、および自動車。PIT＝個人所得税、CPT＝法人税、SSC＝社会保障負担。
出展）OECD（2001＝2002:49）より筆者作成。

環境税の理論と導入条件

る（石、2002：83）。これは比較的徴税コストのかからない既存の税徴収システムを活用するためであると考えられるが、同時に、エネルギー消費の節約と汚染物質排出削減へのインセンティブを企業に与えやすいというメリットも持っている。しかし、既存の徴税システムの利用に対しては「とれるところからとる」だけだという批判も考えられる。この点、責任を負担する支払義務者と費用を負担する納税義務者とを明確に分けた制度設計を考えなければならない。
第三に税収の使途についてであるが、全体として一般財源として扱われている（石、2002:83）。その要因として第一に、環境政策のみならず税制改革という広い視点から検討が行われたという点が指摘できる。この点は「二重の配当論」として、様々な組み合わせが実施されている（表２参照）。第二に、目的税にした場合に様々な弊害を生じるためそれを避けたという点が考えられる 15）。目的税はしばしば、当該税収の使途とされる事
業の硬直化既得権益化を引き起こす。特に目的税財源の既得権益化については、日本の道路特定財源に見るように大きな問題である。しかし環境税論議においては、受益と負担が明確になるなど目的税の方が納税者の合意は得られやすいとの指摘もある（横山、1993）。それにも関わらず一般財源とされていることから、第三に、炭素税に対する国民全体の間に高いコ
ンセンサスがあり、それが一般財源化を可能にしたと考えられる。その背景として、これらの国では歴史的に酸性雨など一国にとどまらない広域的な被害をもたらす環境汚染を経験してきており、その結果環境問題に対する国民の高い関心が形成されてきた。同時に、環境行政という視点から見た場合、政治と行政が強いイニシアティブを発揮している。
第四に、他の政策手段とのポリシーミックスである。典型的な組み合わせとしては、直接規制、排出権取引、補助金が挙げられるが、これらのうち５カ国で明示的に行われたものは補助金政策しかない。排出権取引については、現在イギリスが環境税と組み合わせた取り組みを行っている。直接規制に関して、二酸化炭素の排出主体は多数かつ広範に及ぶため、その監視・モニタリング費用が巨大になる、また、温暖化の被害は直接的に人間に及ぶものではない、という理由から導入されていないと考えられる。
補助金については、デンマークでは炭素税の効果を補完するものとして補助金を位置付け、CO2 排出量の少ない発電や企業の省エネ対策等に対して補助金を給付した。他方、スウェーデン政府では温暖化対策としてエネル
ギー使用の効率化が行われた結果、炭素税制と合わせて19％の削減に成功したとしている。

３）導入後の対応とその問題点16）
事後的に問題とされる点として、まずは汚染削減効果の有無が検証されなければならない。この点、長島は「炭素税は化石燃料の需要を削減させる効果を有する」が、「既存のエネルギー税を調整あるいは全廃するならば、炭素税による価格効果は期待できない」としている。また、炭素税以外の要因による需要減少の可能性を示唆する一方で、炭素税について短期的効果は現れにくいが、価格インセンティブによる技術開発への投資によっ て 長 期 的 な 効 果 を 発 揮 す る 可 能 性 も 高 い と 指 摘 し て い る（長 島、2001:49）。
第二に、各経済主体に与える影響である。課税段階として多くが製造・輸入段階を選択していることによって、企業に対して排出削減へのインセ
ンティブを発揮し、省エネ技術の発達や汚染物質排出削減のための技術開発を促すと考えられる。消費者に対しては、一般に「アナウンスメント効果」と呼ばれるように、環境税の導入がその環境意識高揚のきっかけとなって環境にやさしい消費行動へと導くと考えられる。
第三に税率改定の問題である。表１に示したように、これらの５カ国では例外なく税率の見直しが行われ、改定が行われている。これらの改定が
環境汚染水準の達成という観点から行われたのであれば、導入後の税率改環境税の理論と導入条件定は困難であるというボーモル＝オーツ税に対する批判を覆すものであるとして興味深い。しかし、税率の問題は環境保全という観点のみならず税制全体の中での位置づけの観点からも論じられなければならず、この点からも環境税の持つ二面性の両立が必要とされる。

3.2

地方政府レベルでの環境税

ヨーロッパでのこのような炭素税論議にも関わらず、日本ではいまだ、
中央政府による環境税導入には至っていない。しかし、地方政府レベルにおいては様々な環境税が検討され、また現実に導入されている。以下廃棄物税を例にとって、地方政府における環境税導入過程とその制度設計について概観する。

１）廃棄物税の種類
ここで「廃棄物税」とは二つの類型を想定している。ごみ 17）の有料化と産業廃棄物税である。
ごみの有料化については、制度上は租税としてではなくごみ処理手数料の徴収として行われている。具体的には、有料ごみ袋の使用や有料の指定ステッカーの貼付を義務付けることによって、小売店を通して行政にごみ処理手数料を支払うというものである。この制度は、ごみ処理のための財源調達を目的としている、またごみ排出に応じて一定の負担を課すことで排出削減のインセンティブを企図しているという点において、環境税的な性格を有するものであり、本稿では一種の環境税として論じる。他方、杉並区ではレジ袋に課税することによってごみの抑制を目指すという、以下で述べるような法定外目的税の枠組みを利用したレジ袋税を導入している。
産業廃棄物税（以下、産廃税）は、最終埋め立て処分場の不足と地方財政の逼迫という状況の中で、2000年の地方分権一括推進法の制定に伴った

地方自治法の改正により法定外目的税の創設が可能になったことを契機として考え出された。その制度は一般に、産業廃棄物の最終処理に際して搬入量に応じて搬入業者に課税することで、処理費用を廃棄物処理市場に内部化して最終的な汚染者負担を実現すると同時に、廃棄物処理費用のための新たな財源を確保するものである。三重県が全国に先駆けて2002年４月より導入し、その後全国各地で検討・導入されている。

２）廃棄物税導入に至る背景
日本で初めてごみ有料化を実施した北海道伊達市では、ごみ処理費用が市の財政を圧迫し、新たな財源が必要とされた。そこで、家庭ごみの排出に応じた処理手数料の徴収が考え出されたのである（植田、1997b）。
また、産廃税を全国で初めて導入した三重県では、管理型最終処分場の逼迫から処理料金が高騰し、不法投棄増大を招いていた。これが住民の産廃処理行政に対する不信につながり、新たな処分場の建設は困難となり、更なる処理料金の高騰という悪循環に陥っていた。産廃処理業者への許認可等の規制行政を主な業務としてきた三重県のコストは大きく膨らみ、一般財源からの充当が困難になった。そのため、新たな財源として産業廃棄物税が創設された（長崎、2003:16）。産廃税を検討・導入している地域では例外なくこのような事情があるようである。
このように、先進的な廃棄物税の導入にあたっては、排出削減という政策効果に対する期待は必ずしも高くなく、新たな財源としての期待が大きかったと言える。しかし、伊達市における有料化の取り組みが、ごみ排出削減について大きな効果を上げたことにより、伊達市とは必ずしも同じ財
政状況にない自治体においても、そのごみ削減効果を企図してごみの有料化が導入されていった。その結果、家庭ごみについては40.1％の自治体が何らかの形で家庭ごみを有料化するに至っている（碓井、2003:252）。また、産業廃棄物税も複数の自治体で検討・導入がなされている 18）。その制

環境税の理論と導入条件

度目的は、廃棄物の削減が主要なものとなっているようである19）。
しかし、このことが直ちに、財政的な要請よりも政策手段としての効果への期待が大きいこと意味するわけではない。温暖化対策とは異なって廃棄物政策の場合、ごみの削減がそのまま処理費用の削減につながる。したがって地方自治体は廃棄物税を新たな財源として位置付けると共に、廃棄物処理費用を削減するものとしても位置付け、二重の意味での財政的要請を満たすものと考えられる。この点から、炭素税よりも廃棄物税の場合の方が導入に対する財政的な要請が強いと言える。

３）廃棄物税の制度設計
まず課税方法については、ごみの有料化においては定額制と従量制とが採用されている。政策手段としてのインセンティブの付与という側面から、従量制が多数を占めているようである（碓井、2003:252）。これに対して産業廃棄物税の場合には専ら従量制が採られている。税率について、ごみの有料化においても産業廃棄物税においても、処理手数料の徴収という性格から、実際に必要とされる処理費用を参考にして決定されている。
しかし実際には、課税産業への影響等を考慮して、必要とされる税率よりも低率で導入されている。ごみ処理手数料の徴収といっても財源の全てを賄っているわけではなく、一部を集めているに過ぎないのである 20）。この
点、どの程度外部経済を内部化できているかは疑問のあるところである（植田、1997b:222-225）。
次に課税段階についてであるが、ごみの有料化は言うまでもなくごみの排出者に対して課税される。排出者は有料ごみ袋等を購入することによって、小売店を通して間接的に支払いを行う。この点、PPP にもとづいた排出抑制が可能であると言えよう。
産業廃棄物税については、大きく分けて、①排出事業者、②最終処分業者に対する課税の２つのパターンが存在する。排出事業者に対する課税の場合、排出事業者が支払いを行う方式（三重県）と、最終処分業者を特別徴収義務者として、排出事業者が間接的に支払を行う方式とがある（東北三県など）。最終処分業者に課税している自治体としては北九州市が挙げられるが、この場合、その費用は市場を通じて排出事業者に転嫁されることになる。そして最終的には、需給状態に応じて排出事業者と処理業者がそれぞれ負担することになる。また、グッズ市場に比べて、バッズ市場においては消費者への価格転嫁が難しいとされ、最終処分業者への課税は
PPP に基づく制度とは言えない。汚染削減に向けたインセンティブや課税の正当性といった観点からも、排出事業者に対する課税に劣ると考えられ
る 21）。他方徴税コストについては、事業者数という観点から最終事業者からの徴収が最も合理的であると考えられる。したがって制度的には、排出業者に対する課税と処分業者からの徴収が最も合理的であると考えられる。
第三に税収の使途についてであるが、どちらの場合も専ら廃棄物処理費用とその他の廃棄物対策費に充てている。具体的には、発生抑制やリサイ
クル促進等に対する補助や技術開発、不法投棄に対する監視強化、処理場
周辺の環境整備等が挙げられる（長崎、2003:942）。このように目的税化されている要因として、地域に根ざした問題とも言うべき廃棄物対策については、用途が不明確になりやすい一般財源として導入するよりも、比較的用途が明確になりやすく、受益と負担の関係も明確である目的税の方が負担者の合意を得られやすいということが言える。産廃税について、制度
上地方一般税としての検討が可能であるにも関わらず現実には目的税として導入されていることについても、こうした事情が関係しているのであろう。また、既得権益化や政策の硬直性といった目的税の弊害に対しては、導入後一定期間を経過後に制度の見直しを行うことによって対応している（三重県、岡山県、東北３県など）。
第四に、ポリシーミックスについてである。伝統的に、家庭ごみの排出環境税の理論と導入条件に対しては収集回数の削減や戸別回収、産業廃棄物政策については許認可や監視等の規制行政が主となってきた。廃棄物税はこれらの効果を補完するものとして位置付けられ、規制的手法や環境教育、産業廃棄物のマニフ
ェスト制度活用の徹底等の社会的手法など、多様な政策との組み合わせが実行されている。他方、財政面での廃棄物税の位置付けについて考えてみると、もともと税収規模がそれほど大きくない、また、廃棄物の削減が起きることによって減収が生じるという点から、廃棄物税は財政の中心とな
りえないと言える。したがって廃棄物税は、環境政策と財政の両面において補完的な役割を果たすにとどまる。

４）事後的な問題点
まず廃棄物排出削減効果について、現実の廃棄物税の評価は多様である。ごみ有料化に限定して言えば、碓井は従量制価格が１円上昇するに従ってごみ排出量は0.082％削減されるとする（碓井、2003:253-260）。しかし、現実には廃棄物税の導入によって排出量が削減された自治体がある一方で、必ずしも全ての自治体でごみ減量されているわけではなく、増加が続く自治体も存在する 22）。その要因として一つには、廃棄物税の効果を発揮するためには、既存の処理手段に対する代替手段が必要であると考えられる（植田、1997b:222-228）。廃棄物税の効果をより高めるために、廃棄物政策全般から個々の活動までを想定したポリシーミックスについての細かな検討が不可欠であるといえよう。
第二に各経済主体の行動に与える影響であるが、ごみの有料化は市民を環境に優しい消費行動へと導く一定のインセンティブを持つと考えられる。このことは、企業の環境にやさしい生産活動を促す間接的な効果を持ちえよう。また、産廃税は企業活動に対する直接的なインセンティブを持つと考えられる。他方、一定の地域内においてある自治体が単独で導入した場合には、産業廃棄物の域外流出や不法投棄の可能性が高まる。その点

を配慮した、広域的な対応を含めた制度設計が必要である 23）。財源としての側面からは、廃棄物の減量にしたがって税収も減少するという点も問題となる。
第三に税率について、いったん導入されると改定されることは少ないようである。この点に関しては、炭素税の場合に頻繁な改定が行われていたのと大きく異なる。ただし、導入後一定期間を経過後に制度の見直しを行うことを定めていることは注意を要する。

おわりに以上、中央政府レベルでの環境税としての温暖化対策税と地方政府レベ
ルでの環境税としての廃棄物税について見てきたが、本稿を終えるにあたって、これらの比較検討を通して得られた知見について整理する。
第一に、環境政策における経済的手段の活用という意味における同質性と、公共政策としての異質性についてである。より詳しく言うと、経済学的に環境税として両者を捉えた場合には、税収の使途、税率の改定、課税段階など論点となる問題は概して同質的であるが、環境政策の中で、さらには公共政策の中で環境税を位置付けた場合、問題の規模の大小や自治体の財政状況等に応じて、その解決方法や解決に至るプロセスは大きく異なるのである。
たとえば、導入後の税率の改定について見てみよう。経済学的に、導入後の税率について試行錯誤を主張するボーモル＝オーツ税に対してはその実現不可能性が指摘されてきた。しかし３章での分析から明らかになった
ように、それは必ずしも不可能ではない。北欧とオランダの炭素税においてはすでに税率の改定が行われており、日本の廃棄物税においても導入後一定期間経過の後に見直しを行うことが盛り込まれている。こうした、経済学的には不可能とされている点を可能にするのは、各国・各自治体の財政状況や各アクターの意識であると考えられる。

環境税の理論と導入条件

第二に、環境税導入に向けた社会的なコンセンサスの重要性についてである。第一点目と関連させて言えば、環境税導入に向けた政策形成プロセスにおいては、様々なアクター間での社会的な合意が必要不可欠であり、また、合意形成プロセスが具体的な制度設計にも影響を与える。横山は、日本の税制改革における意思決定メカニズムのもとでは「新税導入の提案
者の説得と導入により大きな影響を受ける納税者の納得に関する相互作用が不可欠である」（横山、2004:24）としている。
環境税を政策手段として捉えている限りにおいて、その有効性（＝インセンティブの維持）は PPP に基づいて高率で導入されない限り発揮できない。しかし、財源調達手段としての性格を勘案して税制全般の中で位置付
けるとき、より柔軟な発想に基づく制度設計が可能となる。具体的には、課税企業や家計に対する減免措置や、徴税システムを考慮した納税義務者と支払義務者を分離させたシステム等である。これらの場合、短期的な価
格インセンティブという点からは必ずしも効果は発揮されないかもしれな
いが、社会的な合意形成という観点から見た場合、比較的合意を得られやすい。長期的に見れば、「環境」という要素が財政の中に組み込まれることが何よりも重要であると考えられ、合意を得られるような制度作りを指向していかなければならない。また、このような合意を形成していくと
き、政策手段としての効果の事後的な高まりも期待できるのではないだろうか。
第三に、環境税導入に向けたイニシアティブの位置付けについてである。この点は、第二点目の社会的なコンセンサスの形成に影響を与え、最終的には環境政策の形成に大きな影響を与えるものとして考えられる。
一般に、炭素税のような中央政府レベルにおいては、環境税の導入が不可欠なものとは考えられにくく、他の手段による解決が模索される。そうした状況の中では、コンセンサスの形成による導入は考えられにくく、政治的なイニシアティブが極めて重要になる。他方、地方政府レベルでの環境税の場合にもその重要性は高いと考えられるが、このレベルではさらに、ボトムアップ的な政策形成に端を発して、自治体内、住民間での最終的な合意の形成による導入が可能であると考えられる。たとえば、三重県の産業廃棄物税の場合には、県の若手職員の発案に端を発し、各段階で広くコンセンサスを得ながら条例化に至った（長崎、2003:941）。この違いの背景としては、前述したような問題の遠近に伴う意識の違いや、コンセ
ンサスを得るための時間的な制約、利害関係者の多さなどの限界が指摘できる。
さらに、炭素税が日本でなかなか導入されない背景として、ヨーロッパと日本の環境行政の違いも指摘できる。すなわち、酸性雨に代表される広域環境汚染を経験してきたヨーロッパにおいては、環境問題は常に切迫性を持った身近な問題として認識されてきた。そしてその解決においては、
各国家、また EC や EU という超国家的組織がイニシアティブを発揮してきた。それに対して日本では、全国家的な環境問題の経験は皆無に等し
く、環境問題は地域的なものが主であった。その結果、環境対策は地方自治体主導のもとに進められ、国はキャッチアップ型の政策を行うにとどまった。歴史的に見ると環境省の権限が弱く、国政レベルにおいては環境政策を積極的に推進する主体が長年不在であったことも、環境税導入が困難である要因と言える24）。
第二点と第三点に関して、中央政府レベルと地方政府レベルとで比較してみると、前者の場合には利益団体が巨大であり、行政においては縦割りが定着している。また、国民との距離も非常に遠い。後者の場合には利益団体の規模が小さく、行政内部の交流も比較的盛んである。住民との距離も近く、官民の交流や協働が盛んであり、相対的に合意に至りやすいと考えられる。しかし、地方政府レベルでのコンセンサスの形成が中央政府レベルにおいて不可能かといえば、北欧での炭素税の事例からも明らかなよ
うに必ずしも不可能とは言えない。政治的な契機によってコンセンサスが環境税の理論と導入条件形成される可能性は大いに考えられる。さしあたって、以下の二つが考えられる。
一つ目は、本稿で見てきたような財政的な要請が環境税導入に向けた合意形成をもたらす可能性である。もう一つの重要な政治的契機として、京都議定書の発効が考えられる。昨年秋ロシアが京都議定書に批准し、日本でもにわかに環境税論議が活発化し始めた。結果的に、2005年度からの炭素税導入は見送られたが、今回の京都議定書の発効が日本の環境税導入へ向けた重要な政治的契機となることは間違いないと考えられる。
なお、今回の分析では、主としてマクロ的な視点から現実の環境税についての制度的検討を行ったが、環境問題を考えるにあたって不可欠である
各経済主体のミクロ的な分析を十分に行えなかった。今後の研究課題である。

【脚注】
1） 外部「不」経済という使い方が一般的だが、ここでは、岡（1997、2002）にしたがって外部「負」経済という語を用いる。
2） 外部性の「市場主義的解釈」として、ピグー（A.C.Pigou）的課税とボーモル＝オーツ（Baumoul and Oates）税等がある。また、ピグー経済学に対する批判としてコース（R.H.Corse）の議論がある。また、制度経済学派の立場から、外部性を環境主義的に捉えた理論として、カップ（W. Kapp）の社会的費用論がある。
3） 本稿において「資本」とは富の蓄積（＝ストック）であり、ストックから生み出される富やサービスの流れが「フロー」である（宇沢、1994:103；諸富、2003a:46）。拡
張された資本概念としては、社会資本、人的資本、社会関係資本などが挙げられる。
環境政策との関連では、環境税と社会関係資本との関係（諸富、2003）が注目される。
4） 社会的共通資本理論は、全体的に理想主義的傾向が強い。たとえば、専門家集団に管理運営を任せて、現実的な効率性や全体としての制度を維持できるのかといった点が指摘される。
5） 環境省HP、中央環境審議会資料より（28/12/2004閲覧）。
6） 租税原則に「環境」の視点を組み込むことの重要性については、横山（2004）参照のこと。

7） 費用負担原理について、諸富は、下水道管理システムと廃棄物･リサイクル政策、
アメリカのスーパーファンド法を例として説明している（諸富、2002:134-147）。
8） 各種リサイクル法については吉田（2004）を参照のこと。
9） PPP に基づく制度としては、ドイツ排水課徴金やオランダ排水課徴金、大阪公健法
賦課金制度等が挙げられる。
10） 横山（2004:23）参照。和田は、伝統的な租税の用件として、強制性と無対価性を挙げている（和田、2002:49）。
11） 公共介入と市場の役割については、細田（1999:128-148）に詳しい。
12） ここでの記述は、石（1993、1999）ならびに長島（2001）に基づいている。石
（1993） に つ い て は、 飯 野（1993）、 大 熊（1993a、1993b）、 瀧 口（1993）、 五 町（1993）を参照のこと。
13） ピグー税の持つ情報入手の困難さという欠点を補うものとして考え出されたのが、ボーモルとオーツによるボーモル＝オーツ税である。ボーモル＝オーツ税は、社会的な意思決定によって汚染水準を設定し、その水準を最小汚染削減費用によって実現するという効率性の達成を目的とする（岡、1997a）。
14） 導入後に目指される社会的な適正税率も、環境基準に基づいたものなのか、財政的な要請に基づくものなのかは一概には言えず、各国の環境状況や財政状況等を考慮
して、政治的プロセスを通して複合的に決定されていくと考えるのが現実的であろう。
15） 植田（2002:106-108）、諸富（2003b:927-928）参照。
16） 国際競争力に与える影響についても事後的には大きな問題であるが、今回は資料が得られず、検討することができなかった。
17） ここでの「ごみ」は、一般廃棄物を指すものとする。
18） 和田（2002:51）、村田（2003:50-55）参照。
19） 山川・植田（1996:279）、村田（2003:60）参照。
20） 長崎（2003:943）などを参照のこと。
21） 中間処理業者に対する課税問題もある。中間処理業者は排出者と処理業者の二面性を持つ存在であるといえ、納税義務者と特別徴収義務者どちらにもなりうる。また、中間処理について処理係数をかける必要性も生じる。詳しくは菅野（2003）参照。
22） ごみの有料化について、山川・植田（1996）によれば、廃棄物の減量があった自治体が44％、そうでない自治体が56％であった。産廃税についてはサンプルが少ない
が、三重県では2001〜02年度にかけて、課税による直接的な効果とその税収使用による間接的な効果として、約13,000トンの産業廃棄物削減に成功している（長崎、2003:945）。
23） 東北３県（青森県、秋田県、岩手県）等では、これらの点に留意し、広域的な産廃税導入を行った。菅野（2003）参照。
24） 環境庁設置の背景と、日本の環境行政の特徴については、畠山・新川（1984）、久環境税の理論と導入条件

保（1999）参照。

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