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최소비용기반의 환경규제와 토지이용 정책

문서에서 on the Regional Economy and Land Use Change (페이지 81-84)

서 론

2) 최소비용기반의 환경규제와 토지이용 정책

점오염원의 오염발생은 발생원인자인 점오염원 별로 직접적으로 측정할 수 있 다. 따라서 이들에 대한 관리정책도 직접적인 것이 보통이다. 그러나 토지와 관 련하여 발생되는 오염은 점오염원에서와 같이 발생오염원 별로 발생량을 직접 측정하기가 어렵다. 이러한 문제점으로 인하여 비점오염원의 오염을 관리하기

위한 정책적 수단은 차선책으로서 일반적으로 간접적인 방식이 많이 검토된다.

이와 관련된 대표적인 연구로 토지관련 오염발생을 줄이기 위한 보조금, 토지 휴경제도 등의 효율성을 검토한 연구는 상당수 있다.29) 이러한 모형에서는 토지 이용 요소가 생산의 외생적인 동시에 고정적 요인으로 취급된다. 단기적으로 특 정용도 내에서의 토지이용 변화, 예를 들면 농지의 경작물을 변경하였을 경우, 오염발생의 저감을 위해 투입한 비용과 오염발생 저감 간의 특성을 살펴보는 연 구는 발견된다. 그러나 장기적 관점에서 농업용도에서 주거용도 등과 같은 토지 이용의 용도 간 전환까지 고려된 문제를 다룬 연구는 거의 발견하기 어렵다. 다 만 최근의 Sanchirico et al.(2001)의 연구가 토지이용 간의 용도전환과 오염문제 를 다룬 관련 연구라고 할 수 있다.30) 따라서 이 모형이 이 연구에 시사하는 바가 크다.

토지이용과 비점오염원의 오염발생과의 관계에서 둘은 상호 영향을 주는 관계 를 갖게 된다. 예를 들면, 주거 용도의 토지이용은 오염발생이 상대적으로 농지 나 산지에 비하여 많을 수 있으며, 산지 등으로 이용되는 토지는 오염 발생량이 상대적으로 적을 수 있다. Sanchirico et al.(2001)에 의하여 개발된 일반균형모형 에서는 각 토지는 여러 가지 용도로 전환되어 사용될 수 있고, 각 용도별로 오염 발생 수준은 다를 수 있다고 전제하였다. 따라서 토지의 오염발생과 관련하여 이 모형에서는 농지, 주거지 등과 같은 각 용도별 토지면적, 비료의 사용수준, 토양 보전실행, 불투수층의 면적 등을 고려하고 있다. 특히 용도별 토지의 양은 내생 적으로 용도별 상대적 가격에 의하여 결정되고, 이 상대적 가격은 토지의 용도에 따른 경제적 수익에 의하여 결정되도록 모형을 작성하고 있다.

Sanchirico et al.(2001)이 수행한 연구를 좀 더 상세히 살펴보면, 정부가 최소비 용 방법으로 얻고자 하는 적정 수질기준이 있다고 가정한 뒤, 최소비용의 해를

29) Shortle, J. S., R. D. Horan, and D. G. Abler. 1998. Research Issues in Nonpoint Pollution Control, Environmental and Resource Economics 11(3-4), pp571-585.참조

30) Walls, M., and V. McConnell, 2004. Incentive-Based Land Use Policies and Water Qaulity in the Chesapeake Bay. Resources for the Future Discussion Paper 00-12, Washington DC: Resources for the

구하였다. 그리고 이 최소비용 해를 달성하기 위하여 사용되어 질 수 있는 여러 정책대안을 오염물질 투입을 대상으로 한 정책과 토지이용정책들을 중심으로 검 토하였다. 비점오염원의 오염발생을 비점오염원에 대한 오염물질 투입의 종속변 수로 보았다. 비점오염원의 오염배출을 규제하는 방법으로 오염물질 투입의 규 모에 기준하여 과세하는 수단을 가정하였다. 토지이용 정책수단으로는 개발권 거래가 검토되었다. 개발권에는 사용가능한 개발권 총량이 있고, 이것은 고정되 어 있다고 보았다. 그리고 토지소유자가 그 지역을 위하여 토지의 각 용도별로 반드시 제공하여야만 할 특정 양의 개발권이 있다고 보았다. 이를 바탕으로 양도 가능한 개발권 프로그램이 검토되었는데, 수질에 예상보다 큰 부정적 영향을 주 는 토지이용은 보다 많이 개발권 양도에 할당되도록 하였다.

분석의 결과는 TDRs 프로그램을 오염물질 투입세 (input tax)와 연결시킨다 면, 최소비용 결과를 달성할 수 있는 TDRs 프로그램을 작성할 수 있다는 것이 확인되었다. 그러나 어떠한 정책 도구도 하나씩으로는 최소비용 결과를 달성할 수 없었다. 정책들 간에 상대적인 비용의 차이를 검토하기 위하여 수리적 방법의 시뮬레이션을 수행하였는데, 두 가지의 오염물질 투입 경우31)와 두 가지의 토지 이용을 가정한 수리 모델이었다. 그 결과, 이론에서와 같이 TDRs과 오염물질 투 입세를 같이 병행할 때 가장 좋은 결과를 얻었으며, 오염물질 투입세만을 고려할 때는 최소비용과 아주 근접한 결과를 얻었지만, TDRs만으로는 이를 달성할 수 없었다.

이들이 사용한 모델은 수질기준을 달성하기 위한 토지이용정책과 오염물질 투 입에 대한 정책을 어떻게 조정하는가를 보여주는 훌륭한 시도라고 할 수 있다.

특히 적정 수질 기준을 설정하고 이를 달성하기 위한 토지이용간의 경합문제를 일반균형모형을 바탕으로 다룬 점은 우리의 수질오염총량관리제 시행에 따른 토 지이용 변화를 검토하는데 매우 유용한 시사점이다. 그러나 이 모형은 현실세계 의 상황을 충분히 반영하지 못하고 있다고 지적되었다.32) 예를 들면 TDRs은 주

31) 오염물질 투입과 관련하여는 정부가 모든 오염물질 투입을 계량하고 이에 대하여 과세할 수 있는 경우와, 모든 오염물질을 다 계량하고 과세할 수는 없는 두 시나리오를 설정하였다.

거용지의 개발밀도를 높이는 부분에 대하여는 적용할 수 있겠지만, 농업용지로 지정되어 있는 토지에 대하여는 TDRs을 적용하기가 어렵다. 그러나 이 모형에서 는 이런 점들이 충분히 고려되지 않았다는 점이다.

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