中國水制度的總體框架、結構演變與規制強度

謝慧明沈滿洪

(1.浙江理工大學經濟管理學院,浙江杭州310018; 2.浙江省生態文明研究中心,浙江杭州 310018;3.寧波大學 商學院,浙江 寧波315211)

中國水制度的總體框架、結構演變與規制強度

謝慧明1,2沈滿洪2,3

(1.浙江理工大學經濟管理學院,浙江杭州310018; 2.浙江省生態文明研究中心,浙江杭州 310018;3.寧波大學 商學院,浙江 寧波315211)

中國水制度有廣義和狹義之分。狹義的水制度包含水資源制度、水環境制度和水生態制度,具體包括取水總量控制制度、水污染物總量控制制度、水資源費制度、水權交易制度、水污染權交易制度、水生態補償制度、水環境污染問責制度和水環境損害賠償制度八類;廣義的水制度還包括防洪制度、排澇制度、灌溉制度等。在經歷數十年的沿革與演變后,各類水制度相互作用且共同服務于中國水生態文明建設?；诰W絡普查方法,在深入分析1978—2014年中國31個省區市各類狹義水制度的制度關系和結構演變后,基于三類量化思路對水規制強度進行了測度并探討了它們的省際差異。研究表明,水制度之間存在前置、替代或互補關系;每個地區都在尋求不同的水制度特色,但甚少有地區在水制度建設中一枝獨秀;制度先發地區創新優勢明顯,但是否能夠保持領先優勢則因制度而異。

水制度;總體框架;結構演變;規制強度;水資源;水環境;水生態

中國自改革開放以來在國家層面上出臺了諸多水政策,如《水法》《防洪法》和《水污染防治法》等法律,以及《河道管理條例》《防汛條例》《城市供水條例》《城市節約用水管理規定》和《水污染防治法實施細則》等規章制度[1]1-20。雖然在各個階段,中央政府均不同程度地做出了相應的制度安排,但中國水資源短缺問題依然突出,水環境污染形勢依然嚴峻,水生態安全保障依然缺乏。這一方面可能是全國范圍的制度缺位所導致的,解決復雜的水問題要靠健全的制度保障[2-3];另一方面也可能是因為區域性水制度的缺失、制度體系的不合理,或水規制強度的不均衡。因此,全面調查1978年以來省市兩級水制度,梳理水制度的總體框架,理順水制度的演變路徑,測度和剖析水規制強度及其省際差異,對建立水生態文明制度體系至關重要。

一、中國水制度的總體框架

中國水制度總體框架有廣義和狹義之分。廣義的水制度包括法律、政策和組織三個層次,其中組織層面的水制度包括水資源管理制度或管理體制等。廣義的水制度不單單局限于水,防洪、灌溉、土地、環保等相關的制度安排也被認為是水制度的有機組成部分①參見劉偉《中國水制度的經濟學分析》,復旦大學2004年經濟學博士學位論文。[4-5]。狹義的水制度是指立足于解決水資源、水環境和水生態問題的水規制法律與政策,新時期狹義水制度建設的重點為“有償使用和生態補償制度”。陳雷認為除水資源費制度和水生態補償制度外,狹義的水制度還包括水資源保護方面的水資源論證和取水許可制度,水環境治理方面的水功能區分級分類管理制度,水資源水環境承載能力監測預警機制和國家水資源監察制度以及水權交易制度等[6]。由此可見,水資源有償使用和生態補償制度并非僅僅指水資源費制度和水生態補償制度,還包括與此相關的所有關鍵性制度安排。

鑒于水資源短缺、水環境污染和水生態安全在新時期治水思路中的重要地位[7],狹義水制度安排可以從水資源、水環境和水生態三方面進行研究。就水資源而言,中國基于水量的水制度安排主要包括取水總量控制制度、水資源費制度、水權交易制度;就水環境而言,中國基于水質的水制度安排主要包括水污染權總量控制制度和水污染權交易制度;就水生態而言,包括水環境污染問責制度、水環境損害賠償制度和水生態補償制度。八類水制度的基本內涵與前期文獻研究保持一致②參見陳潤、甘升偉、石亞東等《新安江流域取水許可總量控制指標體系研究》,載《水資源保護》2011年第2期,第 91-94頁;馬中、[美]D.Dudek、吳健等《論總量控制與排污權交易》,載《中國環境科學》2002年第1期,第89-92頁;吳國平、洪一平《建立水資源有償使用機制和補償機制的探討》,載《中國水利》2005年第 11期,第8-10頁;沈滿洪《水權交易制度研究:中國的案例分析》,(杭州)浙江大學出版社2006年版;沈滿洪、錢水苗、馮元群等《排污權交易機制研究》,(北京)中國環境科學出版社2009年版;中國生態補償機制與政策研究課題組《中國生態補償機制與政策研究》,(北京)科學出版社2007年版,第61-63頁;陳慈陽《環境法總論》,(北京)中國政法大學出版社2003年版;謝慧明、李中海、沈滿洪《異質性視角下環境污染責任保險投保意愿分析》,載《中國人口·資源與環境》2014年第6期,第84-90頁;劉繼為、劉邦凡、崔葉竹《環境問責機制的理論特質與結構體系研究》,載《國土與自然資源研究》2014年第4期,第60-63頁。,然而甚少有文獻探析各制度之間的復雜關系。

就制度關系而言,首先,水污染權總量控制制度是取水總量控制制度的前置性制度安排。取水總量控制制度是基于水量指標的一種取水許可制度,水污染物總量控制制度是一項基于水質指標的排水許可制度。一般而言,“取水”取得的水應該都是“好水”,即水質達到一定標準的水。其次,取水總量控制制度是水資源有償使用和交易的前提,水資源費制度是水資源有償使用最為直接的制度安排,水權交易制度、水污染權交易制度、水生態補償制度等是水資源有償使用的間接制度安排。與此同時,水資源費制度是水權交易制度的前置性制度安排。雖然水資源有償使用制度并非水權交易制度的必要條件,但在很多地區都是一個充分條件,而且往往是在給定水資源費制度安排的情況下再開展水權交易試點。此外,水污染權總量控制制度是水環境容量資源有償使用和交易的前提,水污染權交易制度是水污染權總量控制制度的必然結果。再次,水環境損害賠償制度和水環境污染問責制度是兩項事后制度安排,往往與水生態補償制度相匹配并聯合使用。水環境損害賠償制度是水生態補償制度在水質制度安排中的創新設計,水環境污染問責制度是其他各類制度的有益補充。

除前置性關系外,各制度還存在替代或互補關系。(1)水權交易制度與水污染權交易制度是互補關系,因為兩者所體現的是一類制度的兩個方面——水質和水量。(2)水權交易制度和水污染權交易制度與水生態補償制度之間是替代關系,因為水權交易和水污染權交易均可通過生態補償的方式實現,生態補償也可以體現在水權交易和水污染權交易的實踐中。(3)水生態補償制度與水污染損害賠償制度是互補關系,因為兩者是環境治理的兩個方面——保護與污染。(4)水生態補償制度與水環境污染問責制度是互補關系,兩者往往相輔相成,共同出現在對某一環境事件的處理結果之中。(5)水環境損害賠償制度和水環境污染問責制度之間存在替代或互補關系:當問責制度是一種行政問責時,兩者是互補關系;當問責制度是一種經濟問責時,兩者是替代關系。

二、中國水制度的結構演變

狹義水制度經歷了“從無到有”、“從有到優”的建立和完善過程,最終形成了由上述八類水制度構成的水制度總體框架。在這一分析框架下,各制度之間表現出前置性、替代性和互補性關系,這些關系又能在水制度的結構演變中得到驗證。

(一)取水總量控制制度與水資源費制度的結構演變

水資源管理由總量不控制向總量控制轉變的時間以1987年國務院出臺《黃河可供水量分配方案》為節點,完善的時間以1993年國務院出臺《取水許可制度實施辦法》為節點。水資源管理由無償使用向有償使用轉變的時間節點是 1988年《中華人民共和國水法》的頒布,完善的時間節點是1995年國務院發布《關于征收水資源費有關問題的通知》和2002年出臺《中華人民共和國水法(修訂)》。由此可見,取水總量控制制度安排先于水資源費制度安排,取水總量控制制度是水資源費制度的前置條件。雖然上海和山西等局部地區在取水總量控制制度實施之前就專屬水資源進行有償使用試點,但這些地區往往面臨著潛在取水總量控制①上海市和山西省分別于1972年和1982年頒布了《上海市深井管理辦法》和《山西省水資源管理條例》,局部試行水資源有償使用制度。。因此,脫離取水總量控制制度安排的水資源費制度只能是局部的或專屬的,而局部和專屬的特征意味著這類地區存在潛在取水總量控制。

(二)水權交易制度與水生態補償制度的結構演變

新中國首個水權交易制度案例發生在2000年的浙江東陽和義烏[8]。在國家層面上,2005年水利部出臺了《關于水權轉讓的若干意見》和《水權制度建設框架》,前者首次使用了“水權”這一名詞,后者對水權制度建設做出了指導性說明。首個水生態補償案例出現在1995年的浙江金華,當時金華市以“飛地”的形式通過稅收返還方式要求磐安縣保護上游來水水質。該案例中的補償實際上是一種條件補償,并沒有對生態補償的核心要求做出明確規定。在21世紀初,北京、廣東、江西等地出現了基于引水工程的生態補償,此類水生態補償案例與水權交易案例往往是同一的,而且水權交易往往被定義為水生態補償制度安排的有效政策。2008年修訂的《中華人民共和國污染防治法》要求建立水環境生態保護補償機制,至此,基于水質標準的水生態補償制度應運而生。綜上所述,取水總量控制制度的出臺先于水資源費制度和水權交易制度,水資源費制度又先于水權交易制度;與此同時,水生態補償制度最終演變為不僅包括水權交易層面上的補償,還包括基于水質的水污染權交易層面上的補償,水生態補償制度與水權交易制度和水污染權交易制度之間的替代關系非常顯著。

(三)水污染物總量控制制度、水污染權交易制度與水生態補償制度的結構演變

1978—1987年,我國對水環境治理一直奉行的是濃度控制政策。1985年,上海市出臺的《黃浦江上游水源保護條例》率先確定了允許的排污總量,這是總量控制的早期實踐。就全國而言,水污染物總量控制制度可以分為兩個時期,一是以目標總量控制為主,二是以容量總量控制為主,節點文件為1996年國務院頒布的《關于環境保護若干問題的決定》。我國排污權交易的實踐源于 1987年上海市閔行區的水污染物排污指標有償轉讓,此后排污權有償使用和交易制度不斷地進行試點和推廣。排污權有償使用制度正式試點是在2001年的浙江省嘉興市秀洲區,隨后經歷了“從縣級市到地級市,從地級市再到省級層面,從省級層面再到太湖流域”的逐步推廣過程[9]。從制度沿革來看,水污染物總量控制制度先于水污染權交易制度,水生態補償制度同樣先于水污染權交易制度,水污染權交易制度可以視為水生態補償制度的一種實現方式,兩者之間具有顯著的替代關系。

(四)水環境污染問責制度與水環境損害賠償制度的結構演變

1979年,第一部《環境保護法(試行)》規定了問責情形。水污染問責制度自第一部環保法出臺后經歷了三個時期:第一個時期是以“治污”為主的問責(1978—2002年),集中體現為《水污染防治法》的出臺與修訂。第二個時期是以“追究”為主的問責(2003—2010年),2003年《長沙市人民政府行政問責追究暫行辦法》提出了主要負責人未正確履行職責而造成包括水污染在內的重大責任事故,可依法對其進行行政問責;2006年,第一部關于環境問責方面的專門規章《環境保護違法違紀行為處分暫行規定》正式出臺。第三個時期是以“預防”為主的問責(2011—2014年),伴隨《關于開展環境污染損害鑒定評估工作的若干意見》的出臺,問責開始從行政問責走向經濟問責。作為一種經濟問責形式,環境污染損害賠償制度的最新制度安排是環境污染責任保險制度。該制度于1991年在遼寧大連被成功運用。2007年,國家環?？偩趾捅１O會聯合發布了《關于環境污染責任保險工作的指導意見》,從而確立了我國建立環境污染責任保險制度的總體思路。從這兩項制度的演變過程來看,制度實施主體在不斷地嘗試尋找問責主體和賠償主體,兩者或可合二為一,或存在替代關系。若僅僅將水環境污染問責制度界定為行政問責,則兩者相互補充,具有顯著的互補關系。

綜上,圖1描繪了八類水制度的分類演進路徑。

圖1 中國水制度的分類演進路徑(1978—2014年)

綜合分析改革開放以來中國水制度的制度關系和結構演變過程可以發現,中國水制度可以分為三個演進階段。第一階段是自由放任階段(1978—1987年)。我國于1973年開始環境保護五年規劃,該階段對應第二和第三個環境保護五年規劃。這兩個五年規劃期間,以有償使用和生態補償制度建設為核心的水制度基本空缺,取水總量未受到控制,水資源無償使用,無水權交易案例、無生態補償支付、無損害賠償,基本無總量控制,唯一存在的制度安排是以治污為主的水污染問責。第二階段是試點探索階段(1988—2007年)。這一階段,八類制度都或多或少地實現了制度創新,在“摸著石頭過河”的方式下進一步理順了八類制度之間的關系,構建了由前置性、替代性和互補性關系構成的水制度總體框架,形成了水資源、水環境和水生態三管齊下的管理模式。第三個階段是整合完善階段(2008—2014年)。這一階段的水制度體現出整合特性,如水生態補償制度可以通過水權交易和水污染權交易兩類制度安排實現,水污染問責制度中的經濟問責與水環境損害賠償制度在環境污染損害責任保險制度中實現了統一。

三、中國水制度的規制強度

(一)中國水規制強度的測度方法

20世紀90年代以來,規制強度問題的研究逐漸進入研究視野,包括一般性法規制度的規制強度和經濟性制度的規制強度[10-11]。近期規制強度研究主要集中在環境規制強度上,具體指標如環境污染治理投入指標、污染物排放量指標、虛擬變量指標、綜合性指數等[12-16]。與此同時,環境機構人數、與環境保護相關的行政處罰案件數、環境規制法律政策的數量也被用于刻畫環境規制的強度[17-20]。就水規制而言,大部分學者關注的是自然壟斷行業的規制理論和水資源管理部門的監管機制[21-22],甚少對規制強度進行研究。借鑒以環境規制法律政策數量和虛擬變量指標來刻畫環境規制強度的思路,本文設計了三類四種指標對各類水制度的規制強度(Index of Water Policy System,IWPS)進行量化①規制和規制強度在量化過程中很多時候是同一的,量化后規制指標值的大小直接對應規制強度的大小。規制強度可以指單一政策工具的規制強度,也可以指政策工具矩陣的規制強度。在刻畫政策工具矩陣的規制強度時,其值大小由單一政策工具規制強度根據一定原則加總而成,本文討論的是單一政策工具的規制強度。與此同時,水規制強度與水制度績效不同,現實中很多制度實際上是一紙空文,水規制強度高的地區,其水制度績效反而較低,這樣的錯位值得另外撰文探析。。

(1)水規制區域強度指標(IWPS-Regional Intensity,IWPS-RI)。在水制度地方實踐中,有些省份出臺了全省性的規范性和指導性文件,而有些省份只是在局部地市或縣市出臺了相應的政策文件。一般認為,在全省范圍內統一實施某項水制度的省份,其規制強度要高于只有局部地(縣)市實施該類水制度的省份。鑒于此,可得:

IWPS-RIi,t＝有相關政策的地級市個數i,t/省(自治區、直轄市)所包含的地級市個數i,t

其中,i為第i個省(自治區、直轄市),i＝1,…,31;t為年份(1978—2014年)。在特定年份,某一省(自治區、直轄市)出臺了相應的政策,那么該省(自治區、直轄市)所包含的所有地級市均被界定為有相應制度。同一年內,只有縣級市有相應的政策時,其上一級地級市也被界定為有相應的制度。制度實施的地級市名稱根據政策內容加以確定,省(自治區、直轄市)所轄的地級市目錄根據2014年《中國統計年鑒》行政區劃資料來確定。

(2)水規制虛擬變量指標(IWPS-Dummy Variable,IWPS-DV)。在水制度總體框架中,有一些制度的推進相對滯后。它們并不存在明顯的強弱之分,僅存在具備這一政策約束和沒有這一政策約束的差別。鑒于此,水規制虛擬變量指標計算公式如下:

這一虛擬變量指標適用于那些通過自上而下的方式推進水制度變革的區域,具體制度如水環境損害賠償制度。以環境污染責任保險制度為例,水環境損害賠償制度是一項市場化程度相對較高且遵循自上而下方式推進的制度,地級市層面甚少自主進行制度設計,故無須在省市兩級層面統計該制度。因此,一旦某地區采用此制度,那么該地區自實施年份以后均視為有此制度,則水規制虛擬變量指標取值為1。

(3)水規制數量強度指標(IWPS-Number of Documents,IWPS-ND)。與虛擬變量的設置不同,有一類強度指標可以設置為水制度的政策數量,這是因為它們在不同的水資源管理制度中均有體現,如水環境污染問責制度中的行政問責。而且,該制度具有自上而下推進實施的特點,在地市試點過程中的具體設定也千差萬別,故僅基于省級層面的政策數據對此類制度進行量化,公式如下:

IWPS-NDi,t＝省(自治區、直轄市)相關政策數量i,t/省(自治區、直轄市)相關政策數量i,t

(4)水規制累計強度指標(IWPS-Accumulated Intensity,IWPS-AI)。由于一項制度可能需要較長時間才會對該地區產生深刻影響,因此,本文構建了一個水規制累計強度指標來分析不同階段和不同政策調整情形下水規制強度的省際差異。累計強度指標因累計年限不同而不同,p階水制度累計強度指標計算公式如下:

根據不同制度分析的需要,階數p的選擇可以不同。有一些政策可能在十多年后才進行調整,而有一些政策可能若干年后便進行了調整,前者的階數p就相對較大,而后者相對較小。

(二)中國水規制強度的省際差異

基于直接和間接搜尋相結合的原則,本文通過網絡普查方法對八類制度在中國31個省區市的實施情況進行了全面摸底和細致甄別①在搜索過程中,由于網絡基礎設施存在差異,有一些地方的環保局或水利局的主頁在搜索的特定階段總是無法顯示。由于搜索引擎存在差異,有些地方部門主頁能搜索到的相關關鍵詞在有些地方部門主頁卻搜索不到。鑒于此類問題的存在,為了適當修正由互聯網因素所導致的水規制強度地理極有偏問題,本文基于中國信息化發展總指數(僅2000—2012年可得)對水規制強度進行平減,平減后的中國水規制強度水平排序在2000—2006年間基本沒有變化,而在2007—2012年間發生了微調,排序情況可向筆者索取。為了整個研究周期內(1978—2014年)數據的可比性,本文采用平減前數據對省際差異進行分析。。具體而言,當制度實踐相對豐富時,以直接搜尋原則為主,此時所搜尋的制度文件中必須出現關鍵詞,如“水權”、“水資源費”、“水生態補償”等;當制度實踐相對缺乏時,以間接搜尋原則為主,此時所搜尋的制度文件中必須出現關鍵詞,如“排污權”、“取水許可”、“最嚴格水資源管理”等。

在取水總量控制制度收集過程中,“用水總量控制”、“取水許可”和“最嚴格水資源管理”是貫穿于各個省區市及地市政策搜索的三個最重要關鍵詞。雖然取水總量控制制度是一項自上而下的制度安排,地方政府只能是全面地執行該制度,但從實際情況來看,有一些地方結合當地情況制訂出臺了更為具體的政策,而有些地方沒有;有一些地方在網絡平臺上公布或轉發了相關政策,而有一些地方沒有;有些地方在中央出臺政策后較為及時地出臺了相關政策,而有些地方沒有推出或延遲推出。具體情況如圖2所示,規制強度是基于水規制區域強度指標計算所得,圖中p_accu表示各省區市的累計強度(單位為100%,下同),折線p_accu2014是指截至2014年各地區的累計強度,以此類推。2014年水規制累計強度地區差異表明,廣西和青海是取水總量控制制度規制強度最高的地區,其次為山東和福建等地。如果規制強度也存在地理極,那么青海和廣西在2014年是取水總量控制制度規制強度的地理極。

圖2 取水總量控制制度區域強度指標的省際差異

水污染權總量控制制度網絡搜索的關鍵詞設定為“主要污染物總量”和“主要污染物減排”。值得注意的是,此處并沒有特別選擇“水”,因為水污染權總量控制制度起步較晚,很多地區僅在2010年前后出現了相關政策文件,同時“主要污染物”一般包含水污染物。早期直接關于污染物總量控制的國家政策是2003年的《水污染物排放總量監測技術規范》和2006年的《主要水污染物總量分配指導意見》。從省市兩級數據資料來看,水污染物總量控制制度出臺主要集中于“十一五”和“十二五”期間,2005年以前基本上沒有省份參與到水污染權總量控制之中。圖3中水規制強度測度采用的是區域強度指標。折線p_accu2010表明經過“十一五”的努力,局部省份公開發布或嚴格執行總量減排,如浙江、廣東和青海等地。“十二五”時期,在最嚴格的總量控制制度背景下,更多地區參與到公開發布或嚴格執行總量控制制度之中,如北京、山西和新疆等地。截至2014年,水污染權總量控制制度的地理極出現在浙江,如折線p_accu2014所示。

圖3 水污染權總量控制制度區域強度指標的省際差異

水資源費制度網絡搜索的關鍵詞是“水資源費”。20世紀80年代,我國部分省市較早試點水資源費制度,如河北和江蘇等地;2006年和2008年,我國又分別出臺了《取水許可和水資源費征收管理辦法》和《水資源費征收使用管理辦法》?；谒幹茀^域強度指標,圖4刻畫了1998年、2006年和2014年水資源費制度區域累計強度指標的省際差異。截至2014年,除了新疆,其余省市均能找到水資源費制度的相關信息,水資源費制度規制強度的省際地理極出現在天津。

水資源費制度是水權交易制度的前置性制度安排。從圖4來看,絕大部分地區已實施了該項制度。因此,大部分省份均具有實施水權交易的前置條件。然而,水權交易制度的地理極與水資源費制度的地理極并不一致。水權交易制度搜尋的關鍵詞是“水權”、“水權分配”和“水權轉讓”。在國家層面上,2005年水利部出臺了《關于水權轉讓的若干意見》和《水權制度建設框架》,2014年水利部根據十八大和十八屆三中全會精神下發了《關于開展水權試點工作的通知》,并確定在寧夏、江西、湖北、內蒙古、河南、甘肅和廣東開展水權試點。由于制度試點較晚,各地并沒有統一的、權威的水權政策,故采用案例個數來表征水權交易制度。當地級市具有水權交易案例時,該地級市被認為出臺了相應的水權交易政策;與此同時,當水權交易在流域內開展時,那么該流域所有地級市均被認定為出臺了相應的水權交易政策。此外,當試點時間和實施時間不一致時,以實施時間為準;當試點時間和實施時間只能兩者獲其一時,以可獲得的時間為準。需要指出的是,水權交易制度包括水權分配、水權轉讓和水權交易,但不包括取水許可,取水許可制度被界定在取水總量控制制度之中。如圖5所示,基于水規制區域強度指標,截至2014年水權交易制度規制強度的地理極是寧夏。

圖4 水資源費制度區域強度指標的省際差異

圖5 水權交易制度區域強度指標的省際差異

水污染權交易制度是水權交易制度在水環境層面的具體表現,兩者是一類制度的兩個方面。該制度收集基于關鍵詞“排污許可證”、“排污權有償使用”、“排污費”、“排污權”和“排污權交易”,包括水污染權有償使用和交易兩個方面。2006年出臺的《主要水污染物總量分配指導意見》為水污染權交易奠定了基礎?！笆晃濉蹦?上海和浙江是水污染權交易制度的兩個地理極,如圖6所示。到2014年,國務院出臺了《關于進一步推進排污權有償使用和交易試點工作的指導意見》,河北和山西兩省的水污染權交易制度區域強度指標相對靠前,浙江排名第三。

水生態補償制度政策收集過程中的關鍵詞為“水＋生態補償”、“生態補償”。關鍵詞“生態補償”重點考慮兩類:一類是流域、濕地、水系等與水直接相關的生態補償制度;另一類是涉及生態補償資金的相關政策,不包括林業、土地、礦產等生態補償。1995年,浙江出現了第一個涉水的生態補償案例。2008年,國家層面開始探索生態環境補償,并下發了《關于確定首批開展生態環境補償試點地區的通知》。此時,浙江是水生態補償制度區域強度指標的地理極,如圖7所示,因為浙江在2005年率先出臺了《浙江省人民政府關于進一步完善生態補償機制的若干意見》。到2014年,河南成為水生態補償制度區域強度的地理極。這是因為2009—2014年間,河南省基本每年出臺全省性或大流域的直接與水生態補償制度高度相關的規定,如《河南省沙潁河流域水環境生態補償暫行辦法的通知》《河南省海河流域水環境生態補償辦法(試行)的通知》《河南省水環境生態補償暫行辦法的通知》《省環保廳省財政廳省水利廳關于河南省水環境生態補償暫行辦法的補償通知》《關于進一步完善河南省水環境生態補償暫行辦法的通知》。

圖6 水污染權交易制度區域強度指標的省際差異

圖7 水生態補償制度區域強度指標的省際差異

水環境損害賠償制度起步較晚,成熟于水環境污染責任保險的全面推廣,因此,該制度政策收集過程中僅考察了省級層面環境污染責任保險的實施情況,圖8是基于水規制虛擬變量指標繪制所得。同時假定一旦該地區引入了環境污染責任保險制度,那么在后續年份中,該地區均為環境污染責任保險制度的實施區域。accu2008表示各地區截至2008年環境污染責任保險制度的實施期限(單位為年),accu2013和 accu2014的含義可類推得到。以折線 accu2008為例,江蘇、浙江、湖北、湖南、廣東、重慶等地到2008年均已踐行環境污染責任保險制度一年。截至2014年,水環境損害賠償制度的地理極是江蘇、浙江、湖北、湖南、廣東和重慶,制度先發優勢明顯。

水環境污染問責制度的量化方法是水規制數量強度指標,搜索的關鍵詞是與水相關的“條例”和“辦法”。一般而言,這些條例和辦法中均會對水環境污染的問責做出相應規定,且這些問責要么直接是行政問責,要么是在行政問責的同時附加經濟問責(如處罰等)。圖9中水規制數量強度指標是一個比例(單位為100%),p_accu2005表示某一地區截至2005年所實施的水環境問責制度數量占整個研究周期中該地區所有水環境問責制度數量的比重,它表示不同階段地區之間所采取的問責強度是不同的。2006年至2012年,北京和天津是兩個地理極,因為這一期間內兩市的水資源制度數量強度指標從0變為1,而其他地區均小于1。另據統計,截至2014年,浙江出臺的相關政策數量最多。

圖8 水環境損害賠償制度虛擬變量指標的省際差異

圖9 水環境污染問責制度數量強度指標的省際差異

綜合分析圖2至圖9,截至2014年中國水規制強度的地理極如表1所示。就取水總量控制制度的規制強度而言,青海和廣西下轄地市所出臺的相關政策最為密集且強度最高。就水污染權總量控制制度而言,浙江省的規制強度最強。在水資源費制度的相關規定中,天津市出臺的政策最多,水資源費制度在該地區的實施強度被認為是最強的。水權交易制度強度的地理極出現在寧夏,水污染權交易制度強度的地理極出現在河北。河南省在水生態補償制度方面出臺的政策最為密集,浙江省是水環境污染問責制度的地理極。與其他制度不同,水環境損害賠償制度的地理極有多個,包括江蘇、浙江、湖北、湖南、廣東和重慶。總之,每個地區都在尋求不同的水制度特色,甚少有地區在水制度建設中一枝獨秀,浙江在八類制度的地理極中出現了三次,其水規制強度相對較高。

表1 八類水制度規制強度的地理極(截至2014年)

綜上,制度先發地區的創新優勢是顯而易見的。以水權交易制度為例,在 2013年以前(含2013年),水權交易制度在省級層面的試點均屬于自主探索的試點。這個階段,寧夏和內蒙古所公開的水權交易制度相關文件最為密集,是截至2013年水權交易制度規制強度的兩個地理極。即使在2014年水利部下發《關于開展水權試點工作的通知》后,寧夏和內蒙古作為制度先發地區,其水規制強度依然靠前,寧夏依然排名第一(見圖5)。由此可見,制度先發地區創新優勢明顯,但是否能夠保持領先優勢則因制度而異。

四、研究結論與政策建議

根據十八屆三中全會《中共中央關于全面深化改革若干重大問題的決定》,資源有償使用和生態補償制度中涉水的制度安排包括基于水資源、水環境和水生態的取水總量控制制度、水污染權總量控制制度、水資源費制度、水權交易制度、水污染權交易制度、水生態補償制度、水環境損害賠償制度和水環境污染問責制度八類,它們共同構成了狹義的中國水制度總體框架。在中國水制度總體框架中,八類制度之間存在前置性、替代性和互補性三種關系。這些關系又可以在水制度的結構演變中得到驗證?；谑∈袃杉壒_信息的網絡普查結果,水規制強度的省際差異分析表明:每個地區都在尋求不同的水制度特色,但甚少有地區在水制度建設中一枝獨秀;制度先發地區創新優勢明顯,但能否保持領先優勢則因制度而異。鑒于上述結論,完善新時期中國水制度的政策建議主要有以下兩個方面。

第一,政府可以根據水制度關系和演變規律健全區域水制度的框架體系。根據制度設計標的物的差異,水制度可以分為水資源制度、水環境制度和水生態制度。在這一基本分類的基礎上,前置性、互補性和替代性的制度關系研究表明,水資源制度、水環境制度和水生態制度在一定程度上可以實現“多規合一”或“耦合優化”。具體來說,區域水資源制度可以實現“取水總量控制制度水資源費制度水權交易制度”的“多規合一”,區域水環境制度可以實現“水污染權總量控制制度水污染權交易制度”的“多規合一”,而區域水生態制度可以實現“水生態補償制度水環境損害賠償制度/水環境污染問責制度”的耦合優化。從這一層面推進制度變革有助于打破“九龍治水”的局面,從而為“山水林田湖”這一生命共同體尋找合適的管理者。

第二,政府可以根據水規制強度的省際差異優化區域水制度的空間布局。中國水規制強度的地理極在省級層面的分布因制度而異,各個地區在特定年份就某一制度而言可能做得非常到位,而其他一些制度的推進速度可能相對滯后。這就意味著制度的“百花齊放”只是一個總體概念,在省際層面并不一定均衡,它會影響到制度實施的效果。因此,優化中國水制度的空間布局應該強調制度的均衡,而制度均衡不單單是數量的均衡,更應該是一種規制強度的均衡。制度空間布局優化要求在一定的區域空間范圍內實施統一的制度,即“殊途同規”。“殊途”是“自下而上”的制度創新的必然結果,也是“左顧右盼”和“瞻前顧后”的學習的必然結果;但“同規”是健全水制度體系和優化中國水制度空間布局的必然要求,它并非指同一規章制度,而應指同樣的規制強度。

此外,水規制強度及其對水制度績效(如節水或水效率)的影響研究同樣具有重要的政策啟示意義,這方面還有待深入?；谧畲箪氐确椒嫿ㄋ幹茝姸鹊木C合指標有助于更宏觀地把握省級層面八項制度的綜合強度,基于空間計量等方法探析水規制對水效率的影響有助于更細致地揭示規制強度的空間演變規律及其對制度績效的傳導機制。

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Water Institution of China:Its Overall Framework,Structural Evolution and Regulation Intensity

Xie Huiming1,2Shen Manhong2,3
(1.School of Economics and Management,Zhejiang Sci-tech University,Hangzhou310018,China; 2.Center for Ecological Civilization of Zhejiang Province,Hangzhou310018,China; 3.School of Business,Ningbo University,Ningbo315211,China)

Water Institution of China could be studied in broad and narrow frameworks.Related institutions of resources and the environment and even populations could all be nested in the broad framework,like flood control system,drainage system and irrigation system.However, this paper defines water institution of China in a narrow sense.Eight water systems are classified.They are total water withdrawal control system(TWWCS),total water pollutant control system(TWPCS),water resource fee system(WRFS),water right transaction system (WRTS),water pollutant right transaction system(WPRTS),water eco-compensation system(WECS),accountability system for water pollution(ASWPS)and payment system for damages of water pollution(PSDWP).Some of these systems could be ordered logically:TWPCS is a prerequisite system of TWWCS,TWWCS is the prerequisite of WRFS and WRTS,TWPCS is the prerequisite of WPRTS.Instead of the prerequisite relationship,some of the systems hold substitutive or complementary relations:WRTS and WPRTS are complementary while these two systems were once carried out through a substitutive way under the WECS.

Since 1978,these systems have evolved to deal with specific water issues and serve as institutional supports for water ecological civilization in China.TWWCS started in 1987 when the″Water Resource Allocation Scheme for the Yellow River″was launched by China’s State Council. Followed by theWater Law of the People’s Republic of Chinain 1988,China began to implement the WRFS.The first practice of WRTS in China occurred in Zhejiang Province in 2000 and in the same period China began to implement the WECS based on the WRTS.Afterwards, WECS focused on both the quantity and quality of water as theWater Pollution Prevention and Control Law of People’s Republic of China(2008Amendment)was introduced.TWPCS appeared in Shanghai in 1985 when theHeadwater Protection Ordinance in Huangpu Riverwas implemented and enterprises in Shanghai started to transfer their excess certified emission allowances since 1987.ASWPS and PSDWP were initiated in 1979 and 1991 respectively. Environmental Protection Law(Trial)of 1979 formulated the cases of political accountability while theeconomic accountability isdefined by the″Interim Sanction on Violationsof Environmental Protection Law and discipline″in 2006.The typical arrangement of PSDWP is the pollution liability insurance system which was first launched in Dalian in 1991 and was carried out nationwide since 2007.The empirical studies proposed in our study on the structural evolution of water institution demonstrate that the prerequisite,substitutive and complementary relationship holds between these different water system elements.

Based on an Internet review of all the available water institutions between 1978 and 2014 of all the 31 provinces,we estimated the regulation intensity of water institution.The statistics analysis shows that provinces used to pursue outstanding performances in water institution but few provinces could outperform the other provinces in all types of systems.The statistics results also indicate that the provinces which executed water institutions earlier often hold significant advantages in institutional innovations but it is still not clear whether it can maintain the advantages.

water institution;overall framework;structural evolution;regulation intensity; water resource;water environment;water ecology

10.3785/j.issn.1008-942X.CN33-6000/C.2016.02.013

2016-02-01 [本刊網址·在線雜志]http://www.journals.zju.edu.cn/soc

[在線優先出版日期]2016-06-20 [網絡連續型出版物號]CN33-6000/C

國家社科基金重大招標項目(14ZDA071)

1.謝慧明(http://orcid.org/0000-0002-3134-053X),男,浙江理工大學經濟管理學院副教授,碩士生導師,經濟學博士,主要從事資源與環境經濟學、旅游經濟學等研究;2.沈滿洪(http://orcid.org/0000-0002-0315-5185),男,寧波大學商學院教授,博士生導師,經濟學博士,主要從事資源與環境經濟學、生態經濟理論與政策研究。