关键词：水资源；价值；价格；水资源费；水环境补偿税；影子价格

中图分类号：F407.9 文献标识码：A 文章编号：0559-9350（2012）04-0429-08

1 研究背景

海河流域是我国水资源最为紧缺的地区之一，1956—2000年流域平均降水量为535mm，多年平均水资源总量370.4亿m3，人均水资源占有量［1］（按2005年人口计算）为276m3，只相当于全国平均水平的13%。2005年流域经济社会总用水量383亿m3，扣除引黄水量31亿m3外，当地水利用量达到了352 亿m3，按2005 年的需水水平和1956—2000 年来水状况进行供需分析，现状多年平均缺水率达20%。为了弥补缺水问题，海河流域每年超采地下水70 亿~80 亿m3，同时由于地表水开发利用率较高，导致平原主要天然河流干涸长度占总长度的60%，造成了地面沉降、河道断流、河口淤积等严重的水环境、水生态问题，加之流域污水处理率低，河道纳污能力有限，流域水污染问题严重，在评价河长中，54%属于劣V类。随着流域内经济社会的不断发展，水资源短缺、水环境退化问题将日趋严峻。

然而，与流域水资源日益短缺、水生态退化严重、水污染日趋恶化形成鲜明对比的是，流域水价却普遍偏低，没有客观反映流域水资源的稀缺性，不利于解决用水浪费问题。根据新的规划，南水北调工程将于2014 年建成通水，相关成果表明［2］，南水北调来水工程水价将显著高于当地水价，届时将会影响流域的水价形势；从2010年开始，我国着手实施最严格的水资源管理制度，利用用水总量、用水效率和排污总量“三条红线”促进水资源节约保护和高效利用。要落实最严格的水资源管理制度，需加强技术、经济及政策措施来调控水资源的分配，水价政策是其中重要的方面。

目前国外水价制定具有一定差异，英国的水价形成机制为资源价值加上服务成本以及合理利润的形式，具有盈利性质；美国城市水价总的原则是不以盈利为目的，但要保证水利工程投资的回收和工程运行维护管理、更新改造所需的支出，在此原则下以市场定价；法国公共供水服务和污水处理属于工商业范畴，实行企业化管理，无论是公营还是私营，其水价的制定必须保证成本的回收。我国在水价形成包括水资源费、生产成本和水环境补偿税，工程水价和环境补偿税都可以通过成本分析来测算，具有可供依据的理论基础，但是对水资源费的测算则缺少必要的理论支撑，这一方面导致资源水价无法客观反映水资源价值，另一方面也难以使公众接受水价政策。

价格是价值的外在体现，在交换过程中，水资源价值最终通过价格来反映。笔者在水资源价值内涵浅析一文［3］中指出，从供给角度讲，水资源价格应体现产权价值、劳动价值和补偿价值，分别通过水资源费、生产成本和水环境补偿税（费）来表现，三者之和为供给价格；从使用角度讲，主要使用对象为生产部门和消费部门，分别体现为经济价值和社会价值，通过需求价格来表现。在最优的水资源配置状态下，水资源的价格应当由市场决定，依据水资源的稀缺程度达到供给价格和需求价格的平衡点，体现为市场均衡价格。在我国非市场化的水资源供需体系下，市场均衡价格可通过影子价格来评价。从供给角度构建平衡关系，那么影子价格应当等于水资源费、生产成本和水环境补偿税之和，即：

SPw = WRF + PCw + ECTw （1）

式中：SPw 为水资源影子价格；WRF 为水资源费；PCw 为生产成本；ECTw 为水环境补偿税。

本文基于水资源价值理论研究，结合海河流域水资源问题，从市场体制下水价构成及形成机制入手，开展海河流域水资源定价实践研究。

2 水资源市场均衡价格

在完全市场化条件下，水资源市场均衡价格即为其市场价格，在非市场化条件下，均衡价格可通过影子价格来分析。计算影子价格的一般方法就是建立可计算的一般均衡模型（Computable General Equilibrium，CGE 模型），通过建立商品需求方程、资源需求方程、商品供给方程和资源供给方程，模拟计算区域内经济在一般均衡条件下各部门商品的相对价格，以及各部门的生产消费情况，利用模型得到的资源价格即为影子价格。要建立包括全部资源和商品在生产和消费部门间的均衡模型是非常困难的，本文利用水资源投入产出模型建立简化的CGE 模型，构建水资源在生产过程、消费过程、政府行为和外贸交易中的均衡方程，用来计算水资源影子价格。

海河流域主要包括河北省、北京市和天津市以及其他5省部分行政区。目前没有流域级的投入产出表，河北省、北京市和天津市2007年GDP占全流域的78.9%，基本能够反映流域的产业状况，本文以这3个省市2002年投入产出表为基础，采用RAS法［4］推导2007年海河流域投入产出模型，将产业划分为10个部门，与水资源相结合建立起用水与国民经济产出的联系，通过设定企业生产利润最大化目标，计算一定水量条件下的水资源影子价格。建立的模型函数为：

式中：B为国民经济各行业增加值；avj为第j 行业利润率系数，等于本行业营业盈余与总产出的比；Xj为第j 行业总产出；A 为投入产出直接消耗系数矩阵，由n×n个数值构成，其中aij指在生产经营过程中第j 产品（或行业）部门的单位总产出所直接消耗的第i 产品部门生产的货物或服务的价值量；X为各行业总产出列向量；Y为最终产品列向量；A1′为投入产出中间使用系数矩阵的转置矩阵，中间使用系数指某行业产品或服务被其他行业（或部门）使用的价值量；V为各行业增加值列向量；X ^l为总产出下界列向量；X ^u为总产出上界列向量；Y ^l为最终产品下界列向量；V ^l为增加值下界列向量；awj为第j 行业直接用水系数，等于该行业总用水量与总产出的比；W 为可利用的水资源量；W_j^u为第j行业用水上限。

模型中直接消耗系数矩阵见表1，其他参数见表2。其中总产出上限和下限分别取2007年各行业总产出的1.2倍和0.8倍，增加值下限取各行业增加值的0.7倍。

表1 海河流域直接消耗系数

注：1.行业代码：01001，农林牧渔业；02002，食品、饮料制造业；02003，纺织业；02004，造纸及纸制品业；02005，石油加工、炼焦及核燃料加工业；02006，化学工业；02007，金属冶炼及压延加工业；02008，采矿及其他制造业；02009，建筑业；03010，第三产业。2.表中数据为无量纲数据。

表2 线性规划模型参数

水资源影子价格反映了水资源的稀缺性，在同等的经济模式下，影子价格将随水量变化而发生波动，通过模型试算，水量在269亿~399亿m3之间存在对偶解，水量小于269亿m3或者大于399亿m3已经超出了线性规划模型的有效解范围。在269亿m3水量约束下求得的对偶解最大，达到了106元，随着水量的增加，对偶解逐渐减小，到水量达到399亿m3时，求得的对偶解为1.5元。水资源影子价格随水量约束的变化见图1（a）。

上述模型包含了农、林、牧、渔业的农业生产部门，包括美国等国家都对农业进行补贴，这样会造成影子价格的失真，考虑到农业生产的特殊性，本文建立了未包含农业的CGE 模型，并最终求解，得出水资源影子价格为8.9元/m3，见图1（b）。

农业用水对水质要求较低，一般V 类水即可满足灌溉水质要求，因此包含农业的一般均衡模型计算得出的影子价格为天然水影子价格，为1.5元/m3，第二产业和第三产业对水质的要求较高，需要达到自来水标准或接近于自来水水质的天然水，自来水的影子价格，为8.9元/m3。

图1 海河流域水资源影子价格

3 水资源需求价格

在经济社会体系中，水资源需求价格体现了生产部门的经济价值和消费部门的社会价值，就经济价值而言，体现的是市场特性，而社会价值则具有较强的公益性特点。由于我国水资源市场体系尚未建立，且缺少必要的资料，社会价值评价具有一定的难度，本文对需求价格的评价主要针对经济价值。对于生产者而言，水经济价值就是水对生产者的效用满足，即为了生产目的购买水所愿意支付的价格，在生产过程中体现为生产成本。根据企业生产理论，最优生产规模为边际成本等于边际收益时所确定的产量，在最优生产规模下，用水活动给使用者带来的边际收益就等于水经济价值。水经济价值可用残值法、扣除非水成本法和效益分摊系数法来确定，作者利用这些方法对2004年海河流域不同产业的水经济价值［5］进行了评价，分析表明，残值法是一种理想化算法，应用中的主要问题是非水投入的机会成本很难获得，从而极大限制了残值法的应用及其效果；扣除非水成本法和效益分摊系数法都可以对水经济价值进行评价，但扣除非水成本法结果偏大，可信程度较低，效益分摊系数法结果相对合理、稳定、可信度高。因此，推荐采用效益分摊系数法开展水经济价值的评价。

种植业灌溉水经济价值计算公式［6-8］为：

EVW_Ir，N=TVW_Ir/QI_r，N（10）

TVW_Ir = (Y _Ir - Y₀)·ε_Ir = Y_ir·η·ε_Ir （11）

式中：EVWIr，N 为净灌溉水经济价值；TVWIr 为灌溉分摊效益；QIr，N 为净灌溉水量；YIr 为灌溉后种植业的总产值，Y0 为雨养产值；εIr为灌溉效益分摊系数，通常采用代表性作物试验公式计算；η为灌溉产值占总产值的比重。

其他产业水经济价值计算公式为：

式中：EVWi 产业水经济价值；TVWi 为产业水分摊效益；Qi 为产业生产用水量；Bi 为产业利税总额；εW，i为产业用水效益分摊系数；FW 为水要素成本或完全供水成本；FNW 为非水要素成本。

海河流域各产业水经济价值见表3。结果表明，流域内各产业水经济价值差异较大，第一产业中水田最低，仅为1.6元/m3，第三产业最高，达到了33.7元/m3。水经济价值为分析各部门对水价的承受能力提供了参考，除第一产业外，其他主要产业水经济价值均超过了影子价格，更远远超过了流域现行供水水价，说明流域内城市生产部门用水水价具备提升空间。在市场经济中，水资源的需求价格由商品的边际效用决定，而不是由某一部门的用水效用决定，某一部门的用水需求价格反映了该部门对水价的支出意愿，水资源市场价格应当由影子价格来决定。

表3 海河流域各产业部门水经济价值（单位：元/m3）

资料来源：文献［5］。

4 水资源供给价格

（1）生产成本。生产成本通过成本核算来分析，在成本构成中应包含固定资产折旧、工程维护费、管理人员工资福利费、工程管理费、贷款年利息支出、其它费用等。

供水系统一般由三部分组成。第一部分是自来水系统（公共集中供水系统），为城市生活及一般工业和部分电厂供水；第二部分是分散的自备井、农业井、独立取水系统；第三部分是以水库、河道、引水渠为骨干的地表水供水系统，主要为电厂、钢厂、化工厂等大型工业及农业、城市河湖环境供水。

用户自备井等独立取水系统为住户自用系统，取水不进行交易，其生产成本本文不做评述；水库供水一般由水利（水务）主管部门管理，其建设、管理投入一般由国家承担，这部分供水的成本涉及到大量的投资及管理等资料，难以测算，由于国家投入可通过水资源费来体现，因此原水供水成本本文也不做详述。要测算海河流域自来水平均供水成本，需要对每个水厂进行成本分析，从资料可获得性来讲存在较大难度，目前自来水供水一般采用类似于市场化的管理模式，所征收价格在一定程度上能够反映其生产成本，本文收集了海河流域内的山东、河北、北京市和天津市的自来水水价资料，加权平均后作为海河流域自来水生产成本，为3元/m3，详见表4。

（2）水环境补偿税。水环境补偿税（费）主要体现为水环境①退化成本和水资源耗减成本，后者在水资源产权价值中已经得到体现，本文主要讨论水环境退化成本。水环境退化的成因有两方面，一方面是由水量减少造成的，另一方面是由水质恶化造成的。水量减少造成的退化问题主要体现在生态方面，目前生态退化成本的评价还处于百家争鸣的状态，不同方法的计算结果差异很大，没有统一的定论，本文暂不做评述，重点评价水质变化造成的环境退化成本。

水环境退化成本估算可分为两种途径，基于费用的估算方法和基于损害的估算方法。基于费用的估算方法的思路是将减少或阻止污染物进入水体为目的所发生的费用视为环境退化成本，尽可能将污染物造成的损失降为最低，可分为预防成本法，消除成本法和恢复成本法；基于损害的估算方法的思路是在污染发生后，将污染造成的经济损失作为环境退化成本。

表4 海河流域自来水生产成本测算

注：表中水价为2006年价格，综合价格通过水量加权平均求得。

预防成本法。生产和生活阶段，通过技术方法改进、产业结构调整等手段减少污染物的产出量，为了这种目的所发生的费用即为环境退化成本，由于缺少相关统计资料，运用此方法对水环境退化成本进行估算十分困难，本文暂不评述。

消除成本法。在现实处理技术和成本水平上，对现实产生的污染物或污水在排放之前进行处理，达到一定的标准后再排放到天然水体中，将处理污水或削减污染物的投入视为环境退化成本，消除成本的计算方法见式（15）。

Cpr = cp·Pr （15）

式中：Cpr 为基于污染物消减的水环境退化成本，cp 为污染物消减的单位成本，Pr 为应消减的污染物量。

恢复成本法。污染物进入水体后，超过水体自净能力的污染物将会对水环境造成损害，为了避免损害发生或进一步加剧，采取特定的手段对受到污染的水体进行治理，使水体达到一定的标准，将恢复水体质量而投入的费用视为环境退化成本。恢复成本的计算方法见式（16）。

Cpt = cp·Pt （16）

式中：Cpt 为基于污染物治理的水环境退化成本；cp 为污染物治理的单位成本；Pt 为应治理的污染物量。

基于损害的评价方法。经济社会排放污染物超过水体纳污能力，导致水环境功能受损，并由此给环境功能、人体健康、工业生产、农作物等带来各种损害，造成多种经济损失，这些经济损失的价值就是基于损害的环境退化成本。基于损害的水环境退化成本核算方法主要有分类计算法和计量经济学法。

在各种水环境退化成本计算方法中，消除成本法得出的结果最低、基于损害的评价得出的结果最高［9］，从福利经济学考虑，应该用投入最小的方式来消除外部性影响，这样才能实现社会净福利最大化的目标。要消除水污染造成的水环境退化问题，最合理的办法就是从源头开始，通过污水处理厂处理实现达标排放，这样投入的代价最低，同时也避免了污染的扩散。本文采用消除成本法分析水环境补偿税。

消除成本主要包括固定成本、可变成本和法定的税费三部分。根据易赛莉等［10-11］人的研究成果，污水处理厂投资与设计处理能力之间存在一定的关系，一般介于1 000~1 500元（/ m3·d），本次研究取1 250元（/ m3·d），折合污水处理固定成本为0.17元/m3；根据分析，运行成本受处理工艺影响不大，总体趋势随着规模的加大而减小，按照2005年工业废水排放及运行成本数据，单位污水处理运行费用为1.25 元/m3；按照我国生产经营过程中的税费标准，计算得出单位污水处理的法定税费为0.33元。综合以上三部分，污水处理成本合计为1.8元/m3。按照上述计算得出的污水处理成本只是发生在污水处理厂的费用，为了收纳污水进入污水处理厂的管网设施并没有包含在成本之中，因此该成本较实际成本偏低，同时上述处理成本是基于一级B 排放标准测算的，随着污水处理深度的提高，单位污水处理成本将会显著提高。

（3）水资源费。水资源费体现在两个方面，一方面反映国家在水资源规划、水资源保护、水资源恢复等管理活动中的投入，另一方面反映国家作为产权所有者的产权收益，无论从哪个方面来讲，水资源费都不应以盈利目的征收，而是作为一种调控手段，保持水资源的可持续利用。目前对于产权价值的评价方法包括市场价值法、净价格法、净现值法和使用者成本法，这些方法适用于耗减性资源评价，并不适合对水资源产权价值进行评价。

依据式（1）所建立的平衡关系，水资源费可通过水资源影子价格减去生产成本和水环境补偿税求得。对于海河流域第一产业用水，合理水价为1.5元/m3，由于第一产业不产生集中的污水排放，因此第一产业水价只包括水资源费和工程成本，第一产业供水成本计算较为复杂，本文不具体分析，只是通过分析给出第一产业水资源费的上限，不应超过1.5元/m3；对于第二产业和第三产业用水，合理水价为8.9元/m3，自来水供水成本为3元/m3，环境补偿税为1.8元/m3，那么流域内第二产业和第三产业水资源费为4.1元/m3。该水资源费是按照边际需求价格计算得出的最低标准，由于产业生产差异，用水边际效益存在较大差别，对于用水量较多、用水效益较高的产业可适当征收高于社会平均标准的水资源费，以调控水资源的配置。

根据式（1）会有这样的结果，如果生产成本和水环境补偿税增加，那么水资源费将减少，对于这个问题，笔者主要从以下几方面分析：第一，我国水资源供应具有公益性特点，水资源费不是赢利的手段，而是起到价格调节作用，如果生产成本和水环境补偿税两项已经达到了当前水资源影子价格水平，那么水资源费就没有征收的必要；第二，水资源影子价格是随经济发展水平和产业结构变化而变动的，生产成本和水环境补偿税发生变化，对应水资源影子价格也在变化；第三，供给价格构成中，除生产成本外，其他两项体现的都是国家对水资源的管理作用，只是水资源费和环境补偿税的作用不同而已，在我国当前水环境恶化的状况下，不应片面强调提高水资源费征收标准，更有必要提高水环境补偿税，从而提高污水处理标准，逐步改善水环境状况。

5 结论

（1）以水资源价值理论为基础，提出了科学的水价形成机制和定量评价方法，从供给角度讲水价应包含水资源费、供给成本和水环境补偿税，在非市场化体系中通过影子价格来评价；（2）海河流域原水影子价格为1.5元/m3，自来水影子价格为8.9元/m3，高于现行水价，说明城市产业水价有提高的空间，为实行最严格的水资源管理制度和水资源定价提供了重要的决策依据；（3）对于不同的产业，水资源需求价格也存在较大差异，第一产业较低，第二产业生产部门较高，第三产业最高，这说明从水价承受能力来讲，第三产业承受能力较高，第一产业最低，这与目前的水价标准相符；（4）针对水资源可更新性特点，结合水资源价值理论，提出了水资源费的定量评价方法，即在影子价格的基础上减去供给成本和水环境补偿税求得，海河流域城市产业用水水资源费为4.1元/m3，可根据各产业用水边际效益不同确定差异化的水资源费，为海河流域制定水资源费提供了理论和数据支撑；（5）随着市场的变动，水资源各项价值属性以及均衡价格也在变化，因此，水资源费也应根据经济发展有步骤进行调整；（6）水价构成中，供给成本是为了补偿生产者的投入，水环境补偿税是为了减少水资源开发利用过程中的外部性影响，水资源费则是发挥价格调控作用，维持水资源的可持续利用。水价的各组成部分都有其特定用途。在水资源管理中，政府应当负起责任，制定科学合理的水价，保障各部分合理使用，有效减轻水环境污染，促进水资源可持续利用。

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作者简介：秦长海（1976-），男，河北人，博士，高级工程师，主要从事水资源经济与管理研究。