外部性理论和公共物品理论是水资源经济制度的理论基础, 其中外部性理论是核心, 公共物品是外部性的一种极端情况。外部性是一个经济主体影响了另一个经济主体的效用, 而这种影响没有通过市场价格进行交易。马歇尔在《经济学原理》中最早提出了内部经济、外部经济理论^[1]200-201, 为外部性理论奠定了基础。庇古在《福利经济学》中把“ 外部经济” 概念进一步拓展到“ 外部不经济” , 将外部性问题的研究从针对外部因素对企业的影响效果转向企业或居民对其他企业或居民的影响效果, 并提出了当存在正外部性时给予补贴、当存在负外部性时予以征税的“ 庇古税” 理论^[2]196-209。科斯在《社会成本问题》中则认为, 在产权得到明确界定的情况下, 外部性问题的解决同样可以采取协商和交易的市场手段, “ 庇古税” 只是一种特例^[3]。科斯理论在排污权制度、水权制度、碳权制度等制度创新中得到了广泛的应用。马歇尔的外部经济理论、庇古的庇古税理论、科斯的科斯定理成为外部性理论的三块里程碑^[4]。

水资源的外部性类别较多, 既有水环境污染负外部性, 又有水生态保护正外部性; 既有代内的区域之间或流域上下游之间的外部性, 又有代际的外部性; 既有取水成本的外部性, 又有用水收益的外部性; 既有水资源存量的外部性, 又有水资源增量的外部性等。为了保障下游地区具有充足的径流量和良好的水质, 上游地区需要做出较大的努力^[5], 上游地区对流域水资源的保护, 是经济外部性的典型案例。

在解决水资源外部性和公共物品属性所导致的问题时, 存在两种截然不同的政策路径, 即财税路径和产权路径。财税路径是通过政府征税和补贴的形式, 把私人收益与社会收益的背离或私人成本与社会成本的背离所引起的外部性影响进行内部化。产权路径强调通过市场交易或自愿协商的方式解决外部性, 前提是产权界定清晰。

1.水资源管理的财税制度

“ 庇古税” 理论是资源税、环境税、碳税及生态补偿、循环补贴、低碳补助等制度的理论基石。其中, 环境保护领域采用“ 谁污染, 谁治理” 的政策, 资源开发领域采用“ 谁受益, 谁补偿” 的政策, 这都是“ 庇古税” 理论的具体应用。环境税、排污收费等税费制度已经成为世界各国环境保护的重要经济手段, 环境税费制度事实上是对环境资源的使用确定了价格, 使用者按照约定价格支付费用, 又被称为价格型的政策工具。

水资源领域的财税制度有两种具体形式:水资源费和水生态补偿。水资源费作为《中华人民共和国水法》(以下简称《水法》)规定的一项行政收费制度, 总体上实现了从无到有的转变, 但水资源费收取力度太小。水费是水资源价格杠杆, 理论上应该包括资源水价(水资源费或税)、工程水价和环境水价(水生态补偿费和水环境治理费)。水资源费过低或缺失、水环境治理费过低、水生态补偿费缺失, 导致水费没有充分体现水资源的有偿使用^[6]。生态补偿的庇古手段^[7]主要包括政府征收生态税, 采用直接补偿的方式(包括同级政府、上下级政府之间的补偿), 将外部性内部化。相对于水资源费, 水生态补偿制度的实践主要局限于区域内部, 区域之间的补偿只有新安江流域等个别案例。实证研究方面, Cremer等人用排污税手段分析了两地区跨界污染的博弈关系, 得出最优税率将导致各公司采用清洁技术并使污染总量减少的结论^[8]。

2.水资源管理的产权制度

产权制度是解决水资源外部性和公共物品属性所导致的一系列问题的另一重要思路, 科斯定理指出, 只要谈判成本可以忽略不计, 受影响的消费者可以自由协商, 法院或管理机构把权利分配给任何一方都能实现有效的资源配置。例如, 水生态补偿领域的科斯手段即通过产权界定和交易实现帕累托最优, 如水权交易、排污权交易、异地开发等^[9]。

水资源领域的产权主要是指水资源的使用权和水污染物排放权等权利, 水权的分配是水资源管理的关键性问题。水权分配包含水权的初始分配与再分配两层含义:水权初始分配是通过对用水需求的性质进行分类, 进而确定水权优先顺序, 一般按照基本水权到公共水权、再到竞争性水权的顺序^[10]。一般认为, 水权的初始配置要坚持公平优先、兼顾效率的原则; 水权的再分配则要坚持效率优先、兼顾公平的原则。程承坪等认为, 应确立不同的水资源使用权等级或次序, 不可盲目采取完全私有化的市场调节方式, 应当是政府宏观调控下的市场协调机制^[11]。马晓强等认为, 水权交易尽管能提高水资源配置效率和利用效率, 但会影响到第三方福利的第三方效应, 进而削弱效率改进的程度^[12]。但基于资源配置的角度考虑, 水权交易还是吸引了众多学者尤其是经济学者的注意力。

Dales基于科斯定理首先提出“ 污染权” 市场创建理论, 其基本思想是政府可以根据允许范围内的污染量向企业分配或出售“ 排污权” , 且排污权可以在市场上买卖^[13]。Cropper等的研究认为, 虽然排污权交易以及其他基于税收或补贴的市场激励手段的应用还十分有限, 但人们对基于市场手段的兴趣和接受程度在不断提高^[14]。List等从两地区间的博弈分析得出结论:治理跨界污染, 联合控制收益大于分散控制收益^[15]。

Larson等首次提出了一个帮助政府颁发湿地开发补偿许可证的湿地快速评价模型^[16], 在Dales对排污权市场进行了详细阐述后, 该模型发展为可转让的排放许可证(TDP)理论。这是一种人为制造的许可交易系统。不论是在利用流域环境资源方面, 还是在解决跨界水污染纠纷方面, 排污权交易体制都明显优于指令配额管理体制。但是, 真正运用这项环境政策的国家很少, 这是因为功能完善的排污许可证市场必须满足一系列严格条件^[17], 尤其是在跨流域水污染纠纷上, 数量、质量、法律体系等都是有效解决纠纷的基本条件。

3.水资源管理的价格制度

水资源定价需要在水资源产权清晰以及计价准确的前提下进行, 水资源价格应包含三个部分:资源水价、工程水价和环境水价。资源水价是指资源水费或水权费, 工程水价是指产权成本和产权收益, 环境水价是指水污染处理费^[18], 是引水或制水成本的体现。环境水价还应该包含水生态补偿费。我国现行的水资源价格仅通过核算供水成本, 主要是政府规费、企业成本和企业利润^[19]。供水成本水价的本质是工程水价, 对资源水价和环境水价的体现并不充分。

水资源管理的财税制度与水资源管理的产权制度是水资源经济制度的基础性制度, 水资源价格制度是水资源财税制度与产权制度的融合与延伸, 也是水资源管理市场化的前提条件。中国在市场化改革的进程中, 已经大胆开展了科斯理论与庇古理论的实践。排污权制度的试点从20世纪90年代的地市级试点到21世纪的省级试点, 为何迟迟未能全面推行?水权交易制度的实践既有区域之间的水权交易案例, 又有行业之间的水权交易案例, 还有农户之间的水权交易案例, 为何这样一项利国利民的制度没有得到全面推广?新安江流域生态补偿的成功案例为流域生态补偿问题提供了相对成熟的解决思路, 但是为何这些尝试仅限于一个流域?这既有政府自我革命的阻力(把资源配置权力交给市场), 也有理论供给相对不足的问题, 尤其是应用于实践的理论研究不足。因此, 应用型理论研究亟须加强。

水资源利用的价值问题是多年来国内外学者关注的焦点, 国内外学者从劳动价值论、边际成本论和效用价值论等为出发点, 较早地在理论上探讨了水资源的价值内涵。然而, 自Freeman等首次阐述了“ 环境价值论” ^[20]和Costanza等提出自然资源“ 生态服务价值论” ^[21]之后, 各国学者逐渐认识到水资源价值的衡量应当综合考虑其经济价值和生态环境价值^[22], 并采用市场法、替代市场法或假想市场法等方法对水资源价值进行评估。需要指出的是, 这些研究大都仅考虑水资源的使用价值问题, 而没有考虑水资源使用在现实中的定价制度和定价政策问题。

我国所面临的水资源短缺、分布不均衡以及供求失衡等诸多问题是实行水资源有偿使用制度的客观需求。水资源有偿使用是协调水资源供求失衡的经济杠杆^[23], 即通过合理的价格信号来显示水资源的稀缺性, 避免福利水价的福利损失。具体来说有两种类型:直接取水的企业和居民, 以及使用自来水的企业和居民。对于直接取水的企业及居民, 按照新《水法》的规定, 直接从内河等取水的企业和居民需向相关行政主管部门缴纳水资源费以取得取水权^[24], 但实际缺乏监督, 除用水量较大的企业外, 其他小企业和居民个人的直接取水并未体现出水资源的有偿性。对于使用自来水的企业和居民, 通过向自来水公司缴纳水费部分体现出了水资源的有偿性。

水资源有偿使用机制存在两种观点:一是认为行政手段将导致水资源在供应和使用上的低效率, 而通过市场机制来配置水资源将提高水资源的利用率和水利工程的运行效率, 并缓解水资源危机^[25]; 二是认为水市场只是一种辅助手段, 水资源的管理和定价应该是政府干预与市场行为的结合, 政府必须进行有效的宏观调控和合理的价格管制^[26]。两种观点辨析了政府和市场定价的异同及利弊, 但没有将市场化定价和政府调控定价所考虑的因素以及各自适合的管理情境进行研究与判断, 更没有对资源市场化定价机制进行深入的研究。

综上所述, 对水资源有偿使用市场化定价的研究主要集中在对水资源价值、定价机制和市场化定价影响因素的探讨上, 还没有充分考虑水资源定价体系以及不同供需因素对定价机制和定价体系的影响。因而, 亟待在考虑水资源供给成本、供给质量、供需相对变化、用户类型和承受能力的前提下, 在理论上构建能够充分包含市场化目标价格模型和门槛价格模型的水资源定价理论模型, 从而建立科学合理的水资源定价体系以及水价调整和补偿政策。缺乏水资源有偿使用制度的应用研究, 导致引水工程是否应该上马、引水工程上马后成本如何分摊等问题迟迟得不到解决。因此, 未来水资源有偿使用制度的研究不仅需要考虑制度本身的问题, 还需要考虑到与群众息息相关的重大引水工程的科学论证、合理规划问题。

生态补偿概念与生态服务付费概念在本质上是一致的^{[27, 28]}, 即运用经济手段, 达到激励人们对生态系统服务进行维护和增加供给的目的, 解决由市场机制失灵造成的生态效益外部性^[29]。水生态补偿是生态补偿的具体领域, 是指在水资源开发、使用、排放等过程中由补偿客体向补偿主体进行经济、实物、技术等的补偿。具体来说, 是由水域管理部门或上级政府来调节水资源保护者、受益者和破坏者之间利益关系的一组制度安排^[30]。当补偿客体不明确时, 由政府统筹补偿活动。水生态补偿的研究主要集中在流域生态补偿领域, 流域下游需要对流域上游在保护水环境过程中产生的外部性进行补偿^[31], 主要包含流域上游因保护流域生态环境而失去经济发展的机会成本。

水资源保护生态补偿的难点是流域的生态补偿(横向)和政府间的生态补偿(纵向), 补偿的主体和客体都是政府, 具体来说, 流域下游地区政府是补偿主体, 流域上游地区政府是补偿客体^[32]。然而, 环境资源产权初始分配上的不同, 造成了“ 谁污染, 谁补偿” 和“ 谁受益, 谁补偿” 两大原则的冲突^[33], 进而导致区域间发展权利事实上的不平等, 因此, 需要一种补偿机制来调整这种权利的失衡, 需要从社会公正的视角探讨流域生态补偿的主客体问题^[34]。同时, 出于补偿效率的考量, 还需要对生态补偿客体进行空间选择^[35]。另外, 无论从补偿主体还是补偿客体的视角来看, 都缺乏对微观经济主体的考量。

水补偿标准牵涉各方利益, 需要基于生态系统服务功能本身的价值来确定生态补偿标准, 包括市场价值法、替代市场法和假想市场法三大类, 具体来说有机会成本法、基本成本法、人力资本法、生产成本法和置换成本法等。水生态补偿标准有三大主要理论^[36]:第一, 生态服务系统价值理论。该理论是基于生态服务系统价值来确定补偿额度, 但实际操作中计算结果的差异性较大。第二, 市场理论, 多用于能够建立市场的水资源生态补偿^[37], 也多见于政府间生态补偿标准的确定, 如东阳和义乌的水权交易、北京官厅和密云水库区的生态补偿、三江源生态补偿、江西东江源生态补偿等。第三, 半市场理论。半市场理论实际上是分别对水生态补偿的提供者和接受者的单方面标准进行评估, 分别调查其支付意愿和受偿意愿, 最终确定水生态补偿的标准。

综上所述, 水资源领域生态保护补偿制度是解决水资源领域生态环境问题的一剂强心药, 并在实践中取得了一定成果。但还存在以下理论和应用上的问题:第一, 对生态补偿的概念内涵和理论框架没有形成统一认识, 理论研究落后于实践探索; 第二, 补偿主体和客体停留在政府层面, 难以调动各利益相关方, 尤其是社区居民和企业的积极性; 第三, 补偿标准的科学性不足, 还存在一定的主观任意性。相关部门在考虑水生态补偿资金分配时, 没有充分考虑到上游地区的经济状况, 部分地区的生态补偿资金不足以弥补生态环境保护的成本; 第四, 补偿形式过于单一, 缺乏绿色项目、生态项目的支持。流域生态补偿领域的生态补偿仅停留在“ 补偿” 本身, 由于缺乏相关理论的研究, 往往以经济补偿为主, 绿色项目、生态项目等可持续的补偿形式鲜有应用。因此, 水资源生态补偿未来的研究方向是超越环境经济工具的范畴, 将生态补偿作为多元目标的政策工具来构架, 在“ 效率优先” 原则的基础上, 研究生态补偿资金在各补偿主体间的具体分摊及其在各补偿客体间的具体分配、研究如何将资金补偿方式逐步转向绿色、生态项目补偿等问题。

水权界定是利用科斯定理解决水资源外部性问题的前提, 早期水权界定主要以河岸水权界定方法和占用优先水权界定方法为主^[38]。随着水资源供需矛盾的突出, 比例享用水权界定和混合水权界定方法逐渐流行^[39]。在当前计算机技术发达和数量化背景下, 可以应用数量化方法如ASDN-Ⅱ (非支配排序遗传算法)和smart market(聪明市场)方法从供水角度进行水权的界定^[40]。

水权交易是水权的再分配, 是实现水资源有效配置的重要途径。最初, 国内外学者关注水权交易范围和水权交易条件, 随着1998年“ 中国包江第一案” 的发生到东阳— 义乌水权交易实践, 学者们开始关注流域水权、跨流域水权交易及地方水权转换机制^[41]。同时, 水权定价、水权交易成本以及水权交易的影响, 这些现实问题也逐渐被关注。水权定价是水权有偿使用和交易的前提, 水权定价方法主要:有基于讨价还价的拍卖定价方法^[42]; 采取期权交易模式, 应用实物期权理论, 通过建立水权期权价值评估模型进行水权定价^[43]; 结合水权交易双方的效用函数, 基于博弈原理及方法建立水权交易博弈定价模型^[44]。水权交易成本是水权交易是否实现的关键因素, 成本过高会限制水权流转^[45]。水权交易的范围、水质和可交易量要体现“ 三条红线” （ “ 三条红线” 出自国务院2012年发布的《关于实行最严格水资源管理制度的意见》, 指水资源开发利用控制红线、用水效率控制红线和水功能区限制纳污红线。）的严格约束性^[46]。水权交易将会影响地方经济、生态、社会制度等很多方面, 同时也受这些因素的制约。

早在20世纪中叶就有水权制度的实践和研究, 比较典型的代表是美国、澳大利亚、墨西哥等国家^[47], 主要是基于国家水法的水权交易制度建设^[48]和利用水银行机制进行水权交易以解决水资源问题^[49]。我国自20世纪90年代后期才开始进行水权制度建设的研究, 2002年新《水法》颁布, 建立适合我国的水权制度成为学术界和政府部门关注的焦点。最初是基于我国国情的水权制度认识和讨论^[50], 接着是水权制度建设探讨^[51], 特别是水权交易制度的研究^[52]成为水权制度改革的重要内容。2010年形成了国家水权制度建设理论框架^[53]41-42, 为我国实施严格的水资源管理提供了理论基础。

水市场是充分发挥市场配置作用的平台。关于水市场, 我国存在三种观点:第一种是无市场说, 即认为政府完全可以进行水资源配置而无需市场, 主要是基于水资源所有权国有的考虑, 这在计划经济时代起到了一定作用^[54]; 第二种是市场说, 根据科斯定理, 自然资源包括水资源都可以通过市场机制进行有效配置^{[54, 55]}; 第三种是准市场说, 更多学者认为, 在计划经济向市场经济转型的时期, 我国的水市场只能是一个准市场^{[56, 57]}, 既能发挥市场作用又能保障农民利益。

综上所述, 我国水权研究在理论上已经取得了丰硕成果, 并已有水权交易成功的案例, 但没有建立完善的水市场, 也没有完善的水权交易制度。虽然已有地区进行有偿使用的水资源管理实践, 但还没有建立完善的水权有偿使用制度。未来研究可以通过构建我国水权有偿使用和交易制度框架及相应制度设计, 推动我国水权制度理论的研究进展, 健全我国水资源有偿使用制度, 发挥市场机制在水资源配置中的作用, 为国家推行水权制度改革提供科学依据。

我国环境管理方法体系经历了浓度控制、总量控制和功能控制三个阶段, 其中, 总量控制是水污染权制度的前提^[58]。当排污总量确定后, 水污染权也即排污权需要在各个主体之间进行分配, 该分配过程也是水污染权从无偿使用向有偿使用的过渡, 而后各主体基于边际减排成本的差异进行初始水污染权的交易。因此, 水污染权的界定在于水污染权的初始分配。《国务院办公厅关于进一步推进排污权有偿使用和交易试点工作的指导意见》指出, 合理核定试点地区的排污权是试点地区的基础工作; 同时提出排污权的分配模式是企业自行申报, 相关部门在总量控制的基础上审核确定^[59]。

水污染权有偿使用的前提是认同水环境容量是一种资源性商品, 具有稀缺性^[60]。从无偿到有偿, 从有偿到交易是中国水污染权制度创新的两个重要阶段。伴随着制度创新, 水污染权制度在区域之间通过学习机制不断地被复制、移植, 而且制度复制和移植具有条件附加性, 如总量控制政策、产权可分解性、政府的可置性承诺、隐性一致同意等( 具体参见谢慧明《生态经济化制度研究》, 浙江大学2012年人口、资源与环境经济学专业博士学位论文, 第70-74页。)。

水污染权有偿使用和交易机制研究怎么分配、交易什么、哪里交易、谁来交易等基本问题。交易机理是边际减排成本的差异性原理^[61]。边际减排成本是排污权价格的决定因素。理论上, 排污权价格应等于排污单位的边际减排成本, 并受到交易成本、市场势力、经济增长、价格预期和环保意识等因素的影响^[62]。我国于1993年开征排放水污染物的排污费, 但收费依据是排污水量, 没有考虑废水中的污染物质含量(浓度)和污染物质总量, 是不全面的补偿, 排污费的征收应全面考虑污染物综合影响因素。

中国水污染权有偿使用和交易制度试点为制度收敛研究提供了广阔的实验空间, 差异性制度向收敛性制度转型的条件、机理和路径有待深入研究。总之, 水污染权制度研究存在三大问题:第一, 重制度推广研究, 轻制度收敛研究; 第二, 重交易机制研究, 轻价格趋同研究; 第三, 重制度框架构建, 轻制度绩效评价。未来研究可在对水污染权有偿使用和交易制度变迁过程进行总结回顾的基础上, 探讨区域水污染权有偿使用和交易制度的收敛条件、机理和路径, 并着重分析制度收敛视角下水污染权价格的趋同机制, 同时对该制度收敛过程中的制度效率进行评价, 进而明确水体污染物的具体减排方案。

我国水资源经济和管理制度研究的文献浩如烟海, 但是, 绝大多数学者出于各个击破的需要, 往往局限于单一制度的研究, 例如水权交易制度、水污染权交易制度、水生态补偿制度、水价定价制度等方面, 均已涌现出众多的研究成果。但是, 从系统论角度出发对水资源制度体系进行研究则比较欠缺, 由此导致各个制度成为孤立的制度, 而制度的实施往往是由多种制度合力而形成的, 单一的制度往往难以奏效。因此, 未来的研究应以系统论作为方法论, 综合研究水资源有偿使用和生态补偿的各个主要制度, 对水资源制度体系构建起制度工具箱, 并对制度工具箱内制度和制度之间的关系逐一进行分析, 揭示制度之间的替代性与互补性。针对替代性制度, 提出优化选择的思路和路径; 针对互补性制度, 提出相互耦合的机理和方式。

我国水资源制度研究已经取得了突破性进展, 如王亚华的《水权解释》、黄锡生的《水权制度研究》等(参见王亚华《水权解释》, (上海)上海人民出版社2005年版; 黄锡生《水权制度研究》, (北京)科学出版社2005年版。), 均具有相当的前瞻性。但是, 为什么水权制度迟迟不能付诸实践?与水环境密切相关的排污权交易制度, 已经经历了地级市和省级层面20多年的试点, 为何迟迟不能全面推进?这既与水权制度和排污权制度改革涉及众多部门的自身经济利益、需要这些部门放权让利等原因有关, 也与理论研究过于偏重理论本身有关, 由此导致水资源制度理论研究论著颇丰, 而能把研究成果转变成水资源政策实践的却少之又少。因此, 未来的研究应以“ 从实践上升到理论, 以理论指导实践” 为基本原则, 努力在重视水资源制度理论研究的同时, 更加重视实践研究。

我国水资源管理体制、机制、制度的研究不少, 但由于水资源的公共物品属性和外部效应特征, 往往强调对水资源的市场失灵的政府矫正, 聚焦于政府管理的角度。实际上, 市场失灵并非政府干预的充要条件, 政府干预也会出现政府失灵, 以一种失灵替代另一种失灵未必更好。况且, 水资源与每一个企业和家庭等微观经济主体息息相关, 只强调管理会导致管理者与被管理者之间的紧张与对立。对这种低效率的水制度安排以及水制度中政府与公众间的对立, 往往缺乏研究。因此, 未来的研究应以现代社会治理理念来审视和研究水制度问题, 突出强调水制度设计的公共治理体制、机制、结构和实施措施。政府固然是水资源治理的主导者, 但水制度设计中如何使企业在以市场为导向的水制度下加强自我激励和约束、如何使公众在水资源权益和水环境权益理念的指导下自觉参与, 是未来研究的重要任务。而且, 在水制度转型的过程中, 必须强调制度变革的转换阻力, 以实现从非目标均衡的制度转向目标均衡的制度。