第二章 文獻回顧
2.7 揮發性有機物抵換比例設計
揮發性有機物種類繁多，健康危害性差異大，部份具有致癌等慢毒 性，部份具有極毒性，部份具有異味；在分析量測上，相較於 SOx 及 NOx均有成熟的直讀式儀器，揮發性有機物之量測較為困難，因此在建 立排放係數及基準值之量測分析上成本較高。Hix et al. (2000)比較美國 紐約州、路易斯安那州、德州及密西根州之 VOCs 交易制度，發現目前 VOCs 交易制度在經濟及環境上均有其效益，但 VOCs 排放估算的準確 性及健康效應的不確定性，使其在抵換及管制上較 SOx 及 NOx 複雜。
VOCs 交易會造成暴露健康風險之重組，環境正義因而受損。美國加州 臭氧污染較嚴重，但因環境正義社團批評爭議聲浪高，在 VOCs 交易制
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度上，反而採取較保守之態度。健康風險評估導入 VOCs 抵換交易制度 內應有其必要，但過度複雜的健康風險評估會使交易成本增加，如何在 制度上進行調適達到最佳平衡點，為 VOCs 抵換交易制度之重要課題。
在空氣污染物排放權使用流程中，風險管理之應用不可或缺。圖 2-9 為 美國空氣污染物排放權使用流程，其精神即在於：由於部份 VOCs 具有 毒性，環保單位須就申請內容，評估 VOCs 抵換與交易是否會在影響區 域內造成不可接受之健康風險，始可核發交易許可，以確保交易區居民 之健康。
圖 2-9 美國空氣污染物排放權使用流程 (Hix et al., 2000)
美國芝加哥為降低臭氧濃度，於 2000 年起實施揮發性有機物質 VOMs 總 量 管 制 與 交 易 計 畫 ， 建 立 排 放 減 量 市 場 系 統 (Emissions Reduction Market System, ERMS)，為美國較早進行揮發性有機物交易之 計畫，此計畫有效削減揮發性有機物質之排放，但最近的研究指出，此
尋找賣主 /議價
提出申請
環保單位審查申請用途有效性
環保單位就申請內容評估是否會造成不可接受之健康風險
環保單位驗證 DERC 排放量抵換 審查申請用途有效性
環保單位發放許可
抵換交易 開放式交易市場
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計畫之實施，可能造成少數區域 VOCs 排放反而增加，由於 VOCs 在健 康及異味影響之範圍通常屬於小區域範圍，可能因此造成這些區域健康 風險增加，若 VOCs 交易未考量健康風險之重分配，則交易計畫制度可 能衍生健康風險及環境正義問題(Kosobud et al., 2008; Tallarico, 2010)。
在加州大部分地區，臭氧及 PM10 不符聯邦及州空氣品質標準，需要抵 換之污染物即為臭氧前驅物(NOx及 VOCs)及 PM10。為確保空氣品質，
有些抵換要求一定的比率，特別是在提供抵換量的污染源與使用抵換量 的污染源之間，有明顯的距離時（此稱為距離比率）；此外，如前面所 述，不同污染物之間的抵換，也會有抵換比率（此稱為污染物間之比率）。 美國德州環境品質委員會於 2004 年提出休士頓-蓋文斯頓區空氣品質修 正計畫，藉此減少 10 個郡區空氣中高反應的揮發性有機物(Highly Reactive Volatile Organic Compound, HRVOCs )濃度，藉由 HRVOCs 總量 管制與交易計畫(HRVOC Emissions Cap and Trade, HECT)，以符合臭氧 減量目標。根據修正計畫，當工廠減排一噸 HRVOCs 即可獲一個額度，
其可出售或做為未來超出許可標準之抵沖。HECT 計畫選定之 HRVOCs 包含乙烯、丙烯、1,3 丁二烯及丁烯，經評估實施結果良好，已明顯減 少臭氧超過標準之日數(Nam et al., 2008)。由於該地區 VOCs 主要污染源 為石油煉製及石化業，與高屏空品區有相似之處，此研究優先管制高反 應揮發性有機物，在執行總量管制與交易計畫上較為容易，除 1,3 丁二 烯外，乙烯、丙烯及丁烯均非有害空氣污染物，在健康風險重分配考量 上相對單純，應可作為高屏地區空氣污染總量管制區揮發性有機空氣污 染物抵換制度之參考。
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在抵換交易制度中，污染源買賣排放權牽涉到比例問題，其比例為 交易量乘上一個大於 1 之係數，即稱抵換比例。抵換比例之調整，可以 距離、煙囪高度、減量需求、擴散濃度分佈等因子來決定，Tietenberg (1985)曾提出以距離作為訂定抵換比例之依據，當排放許可被交易至較 遠區域，則賣方區域之空氣品質會提昇，同時卻可能造成買方所在區域 之空氣品質變差，透過抵換比例之調整，將考量距離以維持或提昇污染 削減量，使用之公式如下：
抵換比例 = 1.2 + b × 買賣雙方間距離(公里)
其中 b 為距離之函數，當買賣雙方距離在 8 公里以內時，b 為 0；
當距離超過 8 公里，則 b 為 0.01。意即，當買賣雙方之距離愈遠，則抵 換比例愈高，如欲達成相同差額，則需進行更多削減。郭(2001)以距離 與人口密度為考量，設計一抵換因子進行交易，其結果顯示雖然可以降 低空氣品質不良狀況以及達到經濟效益，但無法避免某特定區域因抵換 交易過後產生濃度累積之情形。Blount and Sheehan (2008)指出，根據污 染源區位，美國賓州 NOx, VOCs 之抵換係數在不同區域具有不同限制，
PM 在大部份之賓州區域之抵換係數為 1.15，但在賓州市區抵換係數為 1.3，原因為從「乾淨區域」取得之排放權不應該被用在「較不乾淨區域」
進行排放，否則會加劇該地之空氣污染情形。上述以距離作為排放係數 調整基準，是基於大氣涵容能力(空氣品質優劣)之考量；抵換比例之調 整，亦可以健康風險作為參考依據。欲評估空氣污染政策影響健康風險
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情形，多利用污染濃 度分佈圖、人口密度分佈及污染物健康風險等資訊，
分析該污染物、污染源擴散後對鄰近區域之危害程度。Zou et al. (2009) 先以 AERMOD 擴散模式模擬 SOx的分佈情形，再以地理資訊系統計算 及繪製美國阿拉巴馬州達拉斯縣，因點源及移動源造成之 SOx污染人口 暴露情形。將模擬濃度與人口密度圖層套疊，則以(μg/m3)·(人/km2)為單 位之人口暴露圖層即可呈現；研究結果顯示，相較於濃度分佈圖，就決 策者角度而言，人口暴露圖層更能作為管制政策施行決策之依據。Fisher et al. (2006) 同樣利用空氣品質模擬模式 ISCST3 模擬點源及線源之懸浮 微粒濃度分佈，再以地理資訊系統識別可能受影響之人口數。Scoggins et al. (2004) 則是先以 CALGRID 模式模擬都市空氣品質，此模式主要用以 模擬光化學空氣污染物 (包括 O3及其前趨物 NOx) 之傳輸、擴散、沉降 情形。模擬範圍囊括整個奧克蘭地區，將 NOx之年平均濃度，以及該區 居民年齡、性別、種族、社經地位等資料建立空氣污染暴露與死亡率之 關係式，接著套疊人口密度圖層於地理資訊系統中進行人口暴露分析。
邏輯迴歸分析結果顯示，當 NOx之年平均濃度增加 1 μg/m3，則非外力 死亡機率增加 1.3 %，血液及呼吸道疾病致死率則增加 1.8 %；基於污染 濃度與死亡率間正向關係，若以年平均濃度13 μg/m3估算，因 NOx污染 非外力死亡人數為 268 人，血液及呼吸道疾病死亡為 203 人；此結果與 紐西蘭風險評估之結果具有一致性，顯示該區空氣污染問題嚴重影響大 眾健康。
基於抵換係數之訂定影響削減量、空氣品質及健康風險甚鉅，過去 國內對於比換比例訂定所參考之因子如表 2-25 所示。何 (2006)綜合評
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估不同考量下所訂定之抵換係數，應用於案例交易前後對於污染總削減 量、濃度分佈、健康風險之影響，並探討各抵換係數之適用性。除了以 人口數、污染濃度分佈情形、買賣雙方距離作為考量訂定不同區域之抵 換係數外，亦針對排放源鄰近區域之上風污染源提出擴散影響修正函數，
進而修正抵換係數，以避免交易之結果增加賣方區域之環境風險。由模 擬結果發現，進 行抵換交易時，決策者需根據排放源分佈、大小，及人 口分佈情形等不同考量因子，選擇適當之抵換係 數進行交易，方可有效 改善空氣品質問題以及健康風險暴露。殷 (2007)亦對於抵換因子之適用 性進行評估，與何 (2006)不同的是，該研究係以一減量總成本極小化之 排放交易制度模型，模擬高屏地區 NOx污染物可能之排放權交易價格與 廠商污染減量之成本。根據模擬結果，排放權交易價格將隨著抵換係數 之增加而提高，由於交易價格對交易市場上買賣雙方存在重要影響，亦 即當價格高時，市場上的賣方(如：石化業)將會因收入增加而使得減量 成本下降；而買方(如：發電業)則因付出較多的代價以取得排放權而使 減量成本提高，故此研究可供檢視抵換比例訂定之合理性及妥適性之參 考。
表 2-25 國內抵換比例訂定參考之因子、污染物種及研究範圍
文獻 考慮因子 污染物 地區
郭(2001) 邊際成本(MC) SOx、NOx 新竹、苗栗
張(2004) 污染防制總成本 NOx 屏東
劉(2006) 污染防制總成本 PM10 屏東
何(2006) 距離、敏感區域、健康風險 SOx 新竹、苗栗
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目前國內已完成之「固定污染源空氣污染物削減量差額認可保留抵換及 交易辦法」草案中，第 11 條削減量差額權證抵換規定為：「削減量差額 權證僅限相同總量管制區內抵換，且僅限相同污染物之扺換」；此外，
事業得抵換所屬新增或變更固定污染源，如自主管機關拍賣取得，抵換 量與新增或變更排放量之抵換比例為 1：1；非屬前項情形者，抵換量與 新增或變更排放量之抵換比例為 1.2：1。但現階段設計之抵換比例尚未 考量重新分配後之污染濃度分佈及暴露風險，容易造成某區域污染上升 及風險增高等問題，有鑑於此，抵換比例之訂定原則，應可進行更深入 之探討 (何，2006)。