我國水資源管理的經濟政策耦合效果仿真研究

程懷文，李玉文＊

（1.浙江財經大學經濟學院，浙江杭州，310018；2.浙江財經大學公共管理學院，浙江杭州，310018）

水資源是人類依賴程度最高的資源之一，隨著世界人口的增長、經濟快速發展，水資源危機不斷，水污染、水短缺和水浪費并存，如何構建完善的水資源經濟政策（下稱水資源政策）是當前世界性的難題，也是我國面臨的重大問題。完善的水資源政策構建不僅要考慮水資源的使用價值問題，更應考慮水資源使用在現實中的定價政策和收費政策問題；合理制定水資源政策達到生態效益、社會效益、經濟效益統一，是實現水資源政策的關鍵。當前水資源政策的制定往往根據經驗或者決策者的知識體系，由于水資源利用的動態性和決策者信息不全面等原因，經常會出現政策失靈的現象，導致無效率的政策。例如，我國最初征收水資源費時，其價格僅定為0.001 元，并沒有起到體現水資源價值的作用。并且，當前的水資源政策研究，往往局限于單一政策的研究，如水權政策、排污收費政策、水生態補償政策、水價定價政策、水環境損害賠償政策等，盡管已涌現出眾多的研究成果，但是，從系統論角度出發對水資源政策體系的研究比較欠缺，由此導致各個政策孤立。而政策的實施往往是由政策合力形成的，單一的政策往往難以奏效，因此水資源政策的耦合是國家和地區健全水資源政策體系的關鍵。

計算機技術快速發展和人們日益認識到水資源開發利用的復雜性和系統性，系統動力學仿真日益頻繁地應用于水資源開發利用政策研究[1-3]。早在20 世紀80 年代，我國學者就提出了城市水環境政策仿真模型，將工業劃分為六大部門，構建了人口、生產、工業廢水、生活污水、自來水、污染物和污染治理七個子模型[4]。此模型主要關注人口政策和經濟政策對城市主要污染物排放的影響以及污染治理費用投入。90 年代研究者視野擴大，運用系統動力學（SD）模型，進行區域水資源開發利用研究[5]。進入21 世紀，研究者視角從開發拓展到保護，主要運用SD 模型進行水資源利用結構優化和水資源承載力以及由此帶來的水安全問題研究[6,7]。為了制定更科學合理的政策，需要進行政策仿真的研究。政策仿真可以模擬出政策實施后的效果，通過調整政策直至達到最佳效果，從而避免出現方向性錯誤或政策強度上的偏差[8,9]。因此，政策仿真研究是當前健全水資源政策研究的重要基礎。

1 模型構建

1.1 系統動力學模型構建

1.1.1 確定邊界和系統劃分

水資源邊界和系統的劃分是研究水資源政策仿真的基礎。將水資源開發利用看作一個復雜系統，即水資源系統。本研究水資源系統邊界是指水資源汲取、利用、排放的整個過程。它是水資源開發利用及管理過程中形成的一個復雜的循環系統，包括自然—社會二元循環系統。根據以往研究[10,11]和水資源開發利用特點，本研究將其劃分為四個子系統：水資源子系統、人口子系統、經濟子系統、生態環境子系統，同時將水資源政策嵌入到水資源系統結構中，最終形成包括水資源政策子系統在內的五個子系統。根據人類經濟活動對水資源的影響（即水資源開發利用過程），設計各個子系統的變量①感興趣的讀者可以聯系作者索要各變量設計情況。。由于本研究重點是在水資源政策及其耦合方面，因此重點分析水資源政策子系統。水資源管理的經濟政策較多，本研究以全國全面實施和在試點的典型經濟政策為研究對象，主要包括水價政策、水權政策、排污收費政策和水生態保護補償政策。下面具體解釋這些政策的含義及表征。

水價政策在現實當中是以征收“水費”為手段，以實現水資源有償使用的目的[12,13]。把不同的水費作為表征水價政策的變量，水價政策變量是以水費為核心構建起來的，包括農村生活水費、農村生活用水價格、城鎮生活水費、城鎮生活用水價格、市政水費、市政用水價格、農業水費、農業水價、輕污染工業水費、輕污染工業水價、重污染工業水費、重污染工業水價、服務業水費、服務業水價、總水費、自來水公司總成本。

水權政策主要模擬基本取水許可取得和生產性行業之間（灌溉農業、養殖業和工業之間）的水權交易[14]。主要變量有單方水權價格、取水許可費、灌溉用水交易量、灌溉面積變化量、養殖業用水交易量、養殖業規模變化量、工業用水交易量、單位工業用水GDP、工業用水GDP 變化量、工業用水GDP 變化率。

排污收費政策是在承認排污者有向環境排放污染物權利的基礎上，在污染物總量控制的情況下，通過市場化手段使得生產排放最小污染得到最大效益[14-16]。本模型中排污收費政策僅涉及政府與企業之間的交易，主要針對養殖業、工業和服務業這些生產性行業；排污權交易過程中征收的水污染權有償使用的費用主要用于水資源污染治理。主要變量有養殖業單位排污權價格、養殖業排污權費、輕污染工業單位排污權價格、輕污染工業排污權費、重污染工業單位排污權價格、重污染工業排污權費、服務業單位排污權價格、服務業排污權費。

本文的水生態保護補償政策作用對象可以理解為“得到清潔水源地區支付給犧牲自我經濟利益而保護水源清潔的人們”，它在內涵上屬于社會屬性，是地區與地區之間的補償，其目的是通過補償鼓勵被補償地區更好地保護水生態環境，提供更多的水生態系統服務[17,18]。本模型通過改變行業產值增長率或規模的增長率來達到生態環境保護目的，同時從相關地區獲得相應的生態補償金額，并用于污染治理投資或民生改善項目。本模型新增的變量為規模減小量、養殖業產值變化量、工業產值變量、服務業產值變化量、水生態補償金額、地區經濟補償收入。

1.1.2 確定模型結構和參數

基本系統變量確定后，要讓變量形成一個閉路系統，必須要進行變量之間的關系確定。下面以人口子系統中變量（地區總人口、城市人口、農村人口）為例說明關系式的確定。例如，地區總人口是一個狀態變量（也是初始變量），它由出生人口和死亡人口決定，可以寫為下式：

出生人口是一個輔助變量，它是由出生率這一速率變量決定的；同樣死亡人口也是輔助變量，它是由死亡率這一速率變量決定的；下面的兩個公式描述了這兩個速率變量和相應的輔助變量之間的關系：

同樣的情況，城市化率是速率變量，它決定了城市人口和農村人口。具體公式如下：

同理，把水資源利用四個子系統變量之間的關系確定之后，采用Vensim 軟件建立系統流程圖②感興趣的讀者可以聯系作者索要流程圖。，并構建出代表各個變量之間關系的基本模擬方程式。

系統動力學模型參數確定過程中需要涉及三種類型：狀態變量的初始值、常數（即整個模型過程中不變的量）、表函數（即反映其非線性關系變化的參數）。在進行參數確定時，本研究針對三類地區分布選取典型地區作為參數確定參考數值；初始值根據地區初始年份數據得到，表函數利用2006—2016 年數據趨勢計算得出，模擬期末數據根據歷史規律推算或直接采用典型地區規劃數據。

本研究在我國水資源十大分區基礎上，根據地區徑流深度、降水量等要素，參照以往水資源分布研究成果，同時考慮地區用水和水資源主要問題等情況，將我國劃分為三大研究區：豐水地區（珠江、東南諸河、西南諸河、長江區）、干旱地區（西北諸河及黃河上游）、過渡地區（淮河區、松花江區、遼河區、海河區、黃河中下游），典型地區分別為甘肅省、浙江省和天津市。數據主要來源于2007—2017 年浙江省統計年鑒、甘肅省統計年鑒、天津市統計年鑒，2006—2016 年浙江省水資源公報、天津市水資源公報、甘肅省水資源公報，2006—2016 年中國城市年鑒，2006—2016 年中國工業統計年鑒、中國水價網。

1.2 政策的生態經濟效果定量評價

1.2.1 指標體系

根據水資源政策目標和水資源可持續利用內涵，結合水資源開發利用過程及系統分析，本研究得出如表1 所示的指標體系。此指標體系包括生態環境效果和社會經濟效果兩個指標。生態環境效果指標來自供水過程和回水過程，對應的是自然水資源子系統、生態環境子系統；社會經濟效果指標來自經濟用水過程，對應的是人口子系統和經濟子系統。在自然水資源子系統中，自然界水資源可用水量越多、生態環境水量越多、取水量越少，生態效益就越好。在生態環境子系統中，自然界當中的污水量越少、污染物積累越少，生態效益就越好；達標回流到自然界中的水量越高，生態效益就越好。在經濟子系統中，各行業單方水產出越高，經濟效益就越好。

表1 水資源政策耦合的效果評估指標體系

1.2.2 評估方法

為了能夠在不同地區不同政策之間進行效果比較，本研究采用平均加權的綜合指標方法來計算政策效果指數。由于指標類型和量綱不同，在計算指數時，將指標分為成本型和效益型兩類；效益型指標值越大，越有利于系統正向發展；成本型指標正好相反，指標值越小，越有利于系統正向發展。

首先將不同指標類型進行無量綱化。

效益型指標無量綱化公式：

成本型指標無量綱化公式：

其中，ái是指標初始值；xi是第i個指標的方案模擬值；Ui是指標無量綱化之后的數值。

經過無量綱化處理后，利用簡單平均加權的方法得到綜合指標值，即政策績效指數UIndex：

由于綜合指標值是經過無量綱化的，它反映了方案值與初始值的差異性或者變化趨勢，因此對任何一個政策或者在多個政策耦合時的效果評價都可以進行比較，同時在不同地區內也可以相互比較。

2 方案設置和結果分析

2.1 模擬方案設置

本研究構建了三個地區的四種單一政策模型：水價政策、水權政策、排污收費政策和水生態保護補償政策，以及三個地區的三種政策耦合模型：水價政策和水權政策耦合，水價政策和排污收費政策耦合，水權政策、排污收費政策和水生態保護補償政策耦合，共21 個模型。本研究方案設置根據我國當前水經濟政策的實際情況而定，考慮到地區水資源的自然稟賦和經濟水平，既保障基本的社會經濟穩定又考慮當前資源的經濟價值。經濟政策主旨為在穩定水資源價格情況下，逐步體現水資源稀缺性，資源價格逐漸讓市場決定。我國近年來在資源管理政策上改革明顯，水資源價格也逐步反映了資源價值，但總體上還沒有到達市場化。本研究分兩種情景，即前5 年保持穩定，后5 年逐步實現市場配置機制。模型參數分為基本指標（初始值）、輔助參數（常數值）和表函數（反映模型關系的非線性變化），由于篇幅有限，表2 給出了模型主要的表函數，即不同區域的模擬方案。

2.2 政策耦合模擬結果分析

本研究設置了21 個模型，指標變量較多。由于篇幅有限，下面以一些典型的政策耦合模型結果進行分析。

2.2.1 同一地區不同政策效果模擬結果

以干旱地區為例，實施四種單一政策和兩種政策耦合情況下的效果。圖1 和圖2 分別給出了6 個模型的用水總量和廢水排放總量趨勢。從圖1 可以看出：①四種單一政策中，水價政策和水生態保護補償政策實施地區總水量呈現下降趨勢，而排污收費政策和水權政策實施地區總水量都呈上升趨勢。水價政策下降的絕對值要大于水生態保護補償政策；水權政策的總用水量上升的絕對值要大于排污收費政策。②兩種政策耦合下地區總用水量都呈現下降趨勢，水價政策與排污收費政策耦合下地區總水量下降最明顯。③就地區總用水量來看，政策耦合都具有控制地區總量的能力；單一政策上，水價政策控制能力最強，其次是水生態保護補償政策；排污收費政策和水權政策都沒有對總量起到控制作用。這幾點現象與干旱地區自身的自然社會經濟條件有關。干旱地區水資源稟賦差，經濟欠發達，具有經濟發展上的要求，同時居民用水和灌溉用水占主要部分，而工業用水相對較少；水價因素可以控制用量，但是排污收費更多的是針對污染企業，所以對地區用水影響不大；而水權政策對居民用水控制不明顯。

表2 水資源政策耦合的模擬方案

圖1 干旱地區總用水量的模擬結果

從圖2 可以看出：①單一政策下，水價政策和水生態保護補償政策下廢水排放量都呈現下降趨勢，而水權政策下廢水排放總量呈現上升趨勢，這和地區總水量趨勢一致。而排污收費政策下廢水排放總量具有和地區總用水量不一致的趨勢，其先上升后下降，總體是下降的。②在政策耦合時，兩種耦合政策得到的廢水排放總量結果并不一樣。水價政策與排污收費政策耦合時，廢水排放總量呈現下降趨勢，這與地區總水量趨勢一致；水價政策與水權政策耦合時廢水排放總量呈現上升趨勢，與地區總水量趨勢相反。這不但與干旱區自身的自然社會經濟條件有關，而且與水資源管理的政策制定初衷有關。排污收費主要是控制污染排放，以減少廢水排放和防治水環境污染，因此對廢水排放具有控制能力；而水價政策和水權政策更多關注水資源數量上的可持續利用。

2.2.2 不同地區組合效果模擬結果

以水價政策、排污收費政策和水生態保護補償政策耦合政策為例，分析三個地區的生態經濟效果。從圖3 可以看出，水資源管理經濟政策耦合要比單一政策的效果好，三個地區總水量都呈現下降趨勢，但在不同地區耦合效果也不一致。這說明政策耦合是地區水資源管理決策者的選擇，應鼓勵各個地區積極探索適合本區域的水資源管理政策體系。

圖4 給出了三類地區三類政策耦合下模擬期產生的污染物總量趨勢。三類地區的污染物總量都呈現下降趨勢，說明政策耦合的生態效果明顯；但是不同地區的下降趨勢形式不一樣。干旱地區的污染物總量呈直線下降；豐水地區的污染物總量呈下滑式下降，隨著時間的推移趨于平緩；過渡地區的污染物總量則呈兩段式下降，前5 年呈直線下降，后5 年呈下滑式下降。這也印證了政策耦合的生態效果是水資源管理經濟政策的首要目標，是地方水資源可持續利用的必然選擇。

2.3 定量分析結果

根據1.2 節的定量評價方法，計算出相應的評價指標值和綜合值。下面從生態效果、經濟效果和綜合效果三個方面分別進行分析。

圖2 干旱地區廢水排放量的模擬結果

圖3 政策耦合的總用水量模擬結果

圖4 政策耦合的污染物排放總量的模擬結果

圖5 三類地區政策耦合的生態效果定量結果①政策耦合是指水價政策、排污收費政策和水生態保護補償政策三類政策耦合。

圖6 三類地區政策耦合的經濟效果定量結果

圖7 三類地區政策耦合的綜合效果定量結果

圖5、圖6 給出了所有模型的生態和經濟效果定量評價結果。從政策視角看，在干旱地區單一政策的生態效果中，水價政策的得分最高，而豐水地區和過渡地區都是水生態保護補償政策得分最高，說明水價政策的生態效果在干旱地區最明顯，水生態保護補償政策在其他兩個地區起到重要作用。這與地區之間的水資源稟賦、社會經濟條件和水資源管理問題有關，干旱地區水量短缺，經濟欠發達，能控制用水量基本上很多生態問題就得到緩解。從政策耦合來看，三類地區的生態效果得分排序是一致的：三類政策耦合最好，其次是水價政策與水生態保護補償政策耦合，水價政策與水權政策耦合排在最后。從地區視角看，在干旱地區生態效果的政策排序為：三類政策耦合，水價政策與水權政策耦合，水價政策與排污收費政策耦合，水價政策，水生態保護補償政策，水權政策和排污收費政策；在過渡地區的排序和干旱地區一致；但在豐水地區的排序則是：三類政策耦合，水生態保護補償政策，水權政策，排污收費政策，水價政策與水權政策耦合，水價政策與排污收費政策耦合，水價政策。在耦合政策下，經濟效果最明顯的為豐水地區，指標值為0.663；其次是干旱地區，指標值為0.658；最后為過渡地區，指標值為0.458。

綜合來看，相同的政策對不同地區的生態經濟效果不同。圖7 給出了所有模型的綜合效果定量評價結果。就單一的水價政策而言，干旱地區的綜合指數最高，為0.5934，處于中等偏上水平；其次是過渡地區，為0.4792，處于中等偏下水平；最后是豐水地區，0.4457，處于中等偏下水平。在生態效果指數中干旱地區卻是最高的，為0.5476，豐水地區是最低的，為0.2905，而過渡地區處于三種過渡水平，為0.4943；經濟效果指數中豐水地區是最高的，為0.6631；其次是干旱地區，為0.6576，最后是過渡地區，為0.4581。

從水權政策來講，三類地區的政策耦合的生態經濟效果綜合指標值分別為0.3333、0.3333 和0.4167。總體上生態經濟效果并不高，處于中下等水平，在豐水地區的效果相對最好，其他兩個地區值相同。水價政策和水權政策耦合，綜合指數中干旱地區最大，豐水地區最小，過渡地區處于中間，說明政策耦合的生態經濟效果在干旱地區最好，其次是過渡地區，豐水地區的效果反而最小。

水價政策和排污收費政策耦合下，整體上政策的生態經濟效果要大于單一的政策。從綜合指數來看，政策效果最大的是干旱地區，其次是過渡地區，豐水地區處于最后。從分量指標來看，不同地區的效果方向不同，在干旱地區生態和經濟效果比較均衡；而在過渡地區，生態效果大于經濟效果；豐水地區的經濟效果大于生態效果。但水價政策、排污收費政策和水生態保護補償政策耦合時，三類地區的生態經濟總體效果明顯，其指標值都大于任意一種或兩種政策下的指標值，說明政策耦合要比單一政策的生態經濟效果更好。就綜合指標來說，豐水地區的數值最大，為0.7689；其次是干旱地區，為0.7171；最后是過渡地區，為0.6167，說明政策耦合更適應豐水地區。三類地區的綜合指標都大于0.6，說明政策效果都處于較高水平。

4 結論和討論

根據以上分析可以得出以下結論：①相同的社會經濟環境下，不同的水資源政策耦合生態經濟效果不同。以干旱地區為例，單一的水價政策效果要好于單一的水權政策效果和單一的排污收費政策效果。水價政策和水權政策耦合效果要好于水價政策效果本身，水價政策和排污收費政策耦合效果要好于單一排污收費政策效果。水價政策和水權政策耦合效果要好于水價政策和排污收費政策。②在相同的水資源政策耦合下，不同區域也有不一樣的生態經濟效果。水權政策和水價政策耦合效果在水資源短缺地區要比水污染問題突出的地區更明顯，而排污收費政策和水價政策耦合效果在水污染問題突出地區更明顯。而水權政策和水價政策耦合效果在水資源短缺和水污染并存地區則更明顯。③耦合水政策效果要好于單一水政策。但在不同區域背景下，最佳水資源政策組合不同。在干旱地區，水權政策和水價政策耦合效果要比水價政策和排污收費政策耦合效果更顯著；在豐水地區則是水價政策和排污收費政策耦合效果更顯著。

本研究選擇了三類四種水資源管理的經濟政策模擬不同社會經濟條件下的實施效果，嘗試解讀了當前一些比較好的水資源管理政策有試點無推廣的原因。由于水資源利用本身就是一個非常復雜的自然社會經濟過程，同時初衷也是要研究政策效果趨勢，因此在選擇參數過程中簡化了社會經濟過程，模擬結果會存在一定數字誤差。還有本研究中模型沒有設置總量控制，同時水資源管理經濟政策效果還受到很多方面的影響，如政府部門的規制政策、居民承受能力等，這些要在進一步研究中探討。