基于水排污权交易的流域生态补偿研究

肖加元+潘安

摘要市场导向的流域生态补偿措施是政府补偿机制下的对流域水资源进行生态补偿的重要措施，市场导向的补偿措施之一是构建基于水排污权交易的市场体系，目前这一体系的理论构架尚未建立。本文尝试通过借鉴碳排放交易体系来构建流域内水排污权交易市场，探讨对中国现阶段以政府补偿为主要内容的流域生态补偿进行补充。本文在借鉴欧盟碳排放交易体系（EU ETS）三阶段改革内容基础上，结合水污染排放特征，构建了流域内水排污权交易市场，并通过建立流域生态补偿模型，基于考察流域内上、下游排污企业进行水排污权交易的内在动因，从理论层面分析水排污权交易市场运行机制。研究表明，水排污权交易市场同样可采用“总量控制与交易”机制，其基本要素包括水污染排放上限、覆盖范围、配额分配方式、交易保障体系、法律基础等；水排污权交易市场是对现有流域生态补偿机制的补充，形成了“政府宏观调控为主导、市场机制有效补充”的协同模式；上游地区企业获得的生态补偿主要源于分配得到的水排污权，市场机制能够激励上游地区污染减排。最后，本文提出水排污权交易市场体系应该从以下几个方面进行推进：制定排污权交易的相关法律法规，从法律上界定排放权的所有权和可交易性质；水排污权交易的市场定位仅是对现有流域生态补偿机制的有效补充，决不能忽视政府补偿在生态补偿中的主导作用；水排污权交易不局限于某个地区内部，而应该分流域建立水排污权交易，从而实现跨界流域生态补偿；流域生态补偿需兼顾补偿与惩罚机制，通过制度设计激励污染减排。

关键词生态补偿；排污权；排污费；水资源管理；水排污权交易

中图分类号X323；F810文献标识码A文章编号1002-2104（2016）07-0018-09doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.07.003

改革开放以来，伴随着中国经济高速增长而来的环境污染问题逐渐受到关注，相关生态环境破坏现状已不可忽视。其中，水环境问题依然较为突出，一方面，废水排放水平仍呈现一定上升趋势，根据《中国环境统计年鉴》数据，全国废水排放总量从2011年的65 919.22 Mt上升至2013年的69 544.33 Mt；另一方面，流域水质未得到明显改善，2012年海河、黄河、辽河等重点流域水质劣V类比例高达46.1%、27.4%、27.2%。对此，中国政府在不同层面尝试通过流域生态补偿措施积极应对水环境问题。部分省份针对不同流域在2007年以来相继发布并实施了有关政策措施，包括生态补偿原则、方法、范围等内容[1]；中央政府也有计划地颁布了一系列政策规划，以积极推进流域生态补偿机制的建设，包括《关于开展生态补偿试点工作的指导意见》（2007）、《水污染防治行动计划》（2015）等。进一步而言，流域生态补偿主要存在政府补偿、市场补偿、社会补偿等多种模式，其中政府补偿包括征税、财政转移支付、生态补偿基金、生态彩票等形式，而市场补偿包括产权交易（包括水权、排污权等）、生态标记等形式，社会补偿则包括非政府组织参与型补偿、环境责任保险等形式[2-4]。与国外以市场补偿为主不同，中国流域生态补偿主要以政府补偿为主，原因包括市场经济成熟度较低等[5]。虽然中国现阶段以水排污收费为主要内容的政府补偿成为了流域生态补偿常态，但从政府规划指导内容来看，排污权有偿使用和交易将成为未来流域生态补偿的重要形式，这在《水污染防治行动计划》（2015）等中能够得到体现。那么，中国该如何通过水排污权交易补充现有流域生态补偿机制？能否借鉴碳排放交易来构建流域内水排污权交易市场，其市场运行机制该如何设计？本文试图在构建流域内水排污权交易市场基础上，通过建立流域生态补偿模型，从理论层面分析水排污权交易市场运行机制和内在动因，以期对上述问题进行解答。

1文献综述

肖加元等：基于水排污权交易的流域生态补偿研究中国人口·资源与环境2016年第7期 与流域生态补偿相关的研究主要包括概念界定、补偿机制、补偿标准等方面内容。对于生态补偿概念，不同学者有着各自的理解。一般而言，生态补偿是以保护和可持续利用生态系统服务为目的，包括对损害环境的行为进行惩罚（收费）或对保护资源的行为予以奖励（补偿），从而减少或消除外部性（正外部性和负外部性）的制度安排[6-8]。流域生态补偿作为生态补偿的一个重要领域，可将其理解为：为实现流域上下游地区间水资源公平合理配置和社会经济可持续发展，对某一流经多国或某国境内多省级行政区的水资源采取的一系列恢复、保护、治理等活动的总称[9]。简言之，流域生态补偿包括两方面，一方面，上游地区污染排放超过限排总量而对下游地区进行的污染赔偿；另一方面，下游地区为上游地区实施特殊的水生态环境保护而进行的保护补偿两种类型[1]。值得说明的是，国际上对“生态补偿”理解为“环境服务支付”（Payment for Environmental Services，PES），其为基于自愿协议下环境服务买卖双方的一种交易方式[10]；两个概念的具体涵义有所差异，但本质上的核心内涵是一致的[11]。

对于流域生态补偿机制问题，现有文献主要就不同国家的流域生态补偿展开研究。PerrotMatre and Davis[12]较早地对哥斯达黎加、美国、澳大利亚等国家的流域生态补偿实践进行了案例研究，Rosa et al. [13]也进行了相类似的案例研究；Pagiola et al.[14]考察了由世界银行发起以改善拉丁美洲流域水环境的环境服务支付项目（PES）；Sarker et al.[15]则以澳大利亚为例分析流域上游对下游水质的影响，提出结合市场和非市场手段进行流域生态系统的水质管理；Austen and Hanson[16]还关注到了加拿大生态补偿机制问题，并提出了相关对策建议。可见，关于流域生态服务市场主要起源于流域管理，而且较为关注流域生态环境治理，其中包括运用市场机制和政府规制手段等多个方式[11]。国内学者中，吴晓青等[17]较早关注到了区际生态补偿机制，提出补偿机制应包括政策法律制定、补偿计算、征收管理、监督制裁等一系列机构和组织；卢祖国和陈雪梅[7]基于补偿理论和系统特征分析，提出构建流域生态补偿机制的几大要素，即补偿的主体、对象、方式。此外，徐劲草等[6]和陈军等[18]则分别考察了晋江流域和太湖跨界生态补偿机制，还对补偿额度进行了测算。值得注意的是，徐大伟等[19]、李昌峰等[8]还基于演化博弈理论讨论了流域生态补偿问题，均认为仅依靠上下游地区政府无法自主地达成稳定的最优解，需要上级（中央）政府建立约束机制或适当干预。

进一步而言，补偿标准是流域生态补偿机制研究中学者关注的焦点。生态补偿标准的测算方法并不单一，其主要包括费用分析法、机会成本法、支付意愿法、水资源价值法等[20]。此外，还有学者从水足迹、污染权、水体纳污能力等视角建立了流域生态补偿标准模型，扩展了生态补偿标准的测算方法。

总体来看，现有关于流域生态补偿机制的研究成果较为丰富，包括补偿机制的理论分析和流域生态补偿实践的案例分析等内容。然而，有关中国流域生态补偿的研究存在以下不足：一是讨论的生态补偿模式主要以政府补偿为主，较少关注到基于产权交易的市场补偿；二是，流域生态补偿标准主要在于计算补偿金额，而较少涉及水排污权交易及其初始分配等市场补偿问题；三是，在涉及有关水排污权交易的相关研究中，较少将流域生态补偿与水排污权交易相结合进行分析。为此，本文通过借鉴现有碳排放交易市场发展模式，重点考察基于水排污权交易的流域生态补偿，以期探索如何构建流域内水排污权交易市场补充现有流域生态补偿机制。

2构建水排污权交易市场：借鉴碳排放交易

2.1国际碳排放交易市场发展现状

应对气候变化已经成为了全球性共识。联合国于1992年制定并通过了《联合国气候变化框架公约》（UNFCCC），其为日后各国进一步达成应对气候变化合作提供了重要基础，“低碳经济”的概念也逐渐受到了关注；1997年，《联合国气候变化框架公约》第三次缔约方大会进一步通过了《京都议定书》（Kyoto Protocol），允许发达国家通过三种“灵活机制”，即国际排放权交易（IET）、联合履行机制（JI）、清洁发展机制（CDM），帮助其国内完成相应的减排任务。其中，CDM是发展中国家参与国际碳排放交易的唯一途径，其主要是指发达国家通过资金与技术援助的形式帮助发展中国家减排[21]。

目前全球的碳排放交易市场主要可以分为以项目和配额为基础的交易市场，其中以项目为基础的交易市场包括JI和CDM，而以配额为基础的交易市场包括以欧盟碳排放交易体系（EU ETS）为代表的强制性交易市场和以芝加哥气候交易所（CCX）为代表的自愿交易市场[22]。自2005年正式启动的EU ETS成为了全球最大、最活跃的碳交易市场，已经历第一阶段（2005-2007年）和第二阶段（2008-2012年），现正处于第三阶段（2013-2020年）。中国在2008年以来陆续成立了环境权益交易所，包括北京环境交易所、上海环境能源交易所、天津排放权交易所等；中国又在2011年批准北京、天津、上海、重庆、广东、湖北以及深圳等7个省市开展碳排放权交易试点，期望通过运用市场机制促进碳减排目标实现。可见，中国已经开始尝试通过运用市场机制的手段来解决相关环境问题。

与碳排放交易相比，水排污权等其他污染物排放权交易引起的关注相对较少，但排污权交易理论对除碳排放以外的其他污染物排放权交易同样适用。因此，可通过借鉴碳排放交易市场，构建水排污权交易市场，进而对流域生态补偿机制进行有效补充。然而，由于碳排放与水污染排放在排放形式、影响范围等方面存在不同，加之流域内上、下游特殊的地域性分布特征等因素，使得流域内水排污权交易市场并不能“复制”EU ETS等碳排放交易市场机制、模式。

2.2水排污权交易市场的基本要素

正如上文所述，EU ETS已成为当今国际碳排放交易市场中的成功典型，作为以配额为基础的交易市场，其采用“总量控制与交易”（Cap and Trade）机制，即在一定时期内根据减排目标确定排放总量限制后，再按一定方法对配额进行分配。具体来看，经过三个阶段发展后，EU ETS的配额总量已经从根据各国制定的“国家分配方案”（NAPs）加以确定，向欧盟统一确定转变[23]；而配额分配方式已经从“免费分配为主，拍卖分配为辅”逐渐向“拍卖分配为主，免费分配为辅”转变[24]。本文认为，上述“总量控制与交易”机制对于流域内的水排污权交易同样适用，尤其是配额总量统一确定方面，即由流域管理部门根据一定原则统一确定流域内的水排污权配额；但由于要体现流域生态补偿的作用特性，水排污权交易市场建立初期应该以免费分配的分配方式为主，且主要分配于上游企业，这与EU ETS将免费发放外的配额在所有成员国间进行拍卖的方式明显不同。除配额确定与分配方式外，EU ETS还在覆盖范围、MRV（即监测（Monitoring）、报告（Reporting）、核查（Verification））等方面进行了发展与完善，而这些内容正是碳排放交易体系中的主要基本要素，具体见表1。据此，本文将借鉴关注碳排放交易体系基本要素的相关研究[25]，构建流域内水排污权交易市场，并对交易市场的基本要素逐一进行说明。

2.2.1水污染排放上限

与EU ETS相同，水排污权交易市场也采用“总量控制与交易”机制；但不同的是，水排污权交易市场要体现出水资源明显的地域性特征，需考虑流域内上、下游地区之间的联系与区别。具体而言，上游地区的水污染排放会影响到下游地区的社会与经济发展，而下游地区的水污染排放并不会对上游地区产生直接影响。因此，除影响本地区社会福利外，上游地区的水污染排放上限设定会直接影响下游地区社会福利的大小。与此同时，对整个流域内的水

表1EU ETS三阶段改革的主要内容

Tab.1Main content of 3phase reform of EU ETS

主要内容第一阶段第二阶段第三阶段配额总量“国家分配方案”（NAPs）-欧盟委员会统一设定免费分配祖父法则-基准法拍卖比例最多5%最多10%最少30%覆盖行业电力、石化、钢铁、造纸等新增航空业新增化工和电解铝管理职能各国MRV、注册登记系统-统一MRV，单一注册处抵销机制-连接JI和CDM允许剩余信用转换相关气体CO2-新增N2O、PFCs注：①根据周茂荣和谭秀杰[23]、叶斌[24]等研究整理；②“-”表示未涉及或未变化。

污染排放上限也应给予充分考虑，故流域水污染排放上限应由流域管理部门统一设定，而非由上、下游地区政府自行设定，这与EU ETS配额总量由欧盟统一确定相似。与碳减排所提出的强度目标不同，中国对流域污染物排放控制目标主要为数量目标，例如在《水污染防治行动计划》中明确提出“七大重点流域水质优良（达到或优于Ⅲ类）比例总体达到70%以上”等。所以，流域内水排污权交易市场的水污染排放上限为绝对数量指标。

2.2.2交易主、客体和覆盖范围

水排污权交易市场的交易主体为流域内上、下游的水排污企业，交易客体则为水排污权。然而，并非流域内的所有排污企业均可进行交易，流域管理部门应该根据企业是否具有排污权、前期水排污规模、实际生产规模等因素设定具体的市场进入门槛与标准。与EU ETS进行跨国交易不同，本文所指流域内水排污权交易主要还是针对一国同一流域内部，交易可在其流域内不同地区间进行。对于覆盖范围，借鉴EU ETS仅覆盖部分高碳排放行业，水排污权交易也仅覆盖部分水污染排放水平较高行业，例如造纸、印染、氮肥等行业。

2.2.3配额分配方式

国际碳排放交易市场的根本目的在于实现碳减排，而本文构建的水排污权交易市场除促进水污染减排外，另一目的在于补充流域生态补偿机制，这也是水排污权交易市场区别于碳排放交易市场的重要内容。具体而言，作为对上游地区的生态补偿，流域管理部门在上游水污染排放上限范围内仅免费给予上游地区政府一定水污染排放权，政府进一步将获得的排放权通过一定方式分配给地区内排污企业。进而，上游地区政府对于水排污权的初始分配，在早期阶段可借鉴现阶段EU ETS的基准法进行初始分配，当市场较为成熟时可考虑加入拍卖的分配模式。

2.2.4交易保障体系

交易保障体系主要包括登记注册系统、MRV制度、抵销机制、交易平台、惩罚机制、市场监管等。其中，MRV制度不仅要求排污企业根据相关规范和要求执行检测和报告，还需要引入第三方机构对报告进行核查；水排污权交易市场中的抵销机制与EU ETS等碳排放交易市场并不相同，其是指排污企业可将获得的水排污权抵销实际水排污量，从而免缴相应的排污费；惩罚机制主要指当上游排污企业实际排污量超过既定上限时，因会对下游地区造成严重影响而对其进行加倍征收排污费。

2.2.5法律基础

中国排污权交易试点早已展开，但有关排污权交易的法律法规仍缺失，无法从法律上界定排放权的所有权和是否可交易的性质。建立排放权市场首先应该明确市场的法律地位、排放权的法律属性、市场主体的责权范围等内容[25]。值得关注的是，近年来中国多次提出排污权有偿使用和交易试点工作，且重庆市等部分地方政府也已经逐步开始相关工作。排污权交易相关试点工作的逐步深入展开将为今后相关法律建设提供重要的实践基础与经验，这与碳排放权交易试点工作相类似。

因此，流域内水排污权交易市场构建能够有效借鉴EU ETS等碳排放交易市场，包括水污染排放上限设定方式、覆盖范围、MRV制度等方面，但在配额分配方式、交易范围、抵销与惩罚机制等方面有所区别，而其与两类交易市场在污染排放的地域性特征、市场建立目的等方面存在差异有关。

2.3市场运行机制与流域生态补偿

根据以上对水排污权交易市场基本要素的分析，本文提出流域内水排污权交易市场运行机制，如图1所示。水排污权交易市场是对现有流域生态补偿机制的补充而非替代，原因在于水排污权交易仍是基于排污费制度。那么，水排污权交易市场是如何实现流域生态补偿，补偿程度主要体现在哪些方面？从图1可得，上游排污企业所获得的水排污权源自流域管理部门，而其获得的水排污权配额可通过抵销机制减少因排放污染需缴纳的排污费；当配额大于实际排放时，还可以将剩余配额与上游其他排污企业、下游排污企业进行市场交易，通过市场机制获得相应收益。所以，水排污权交易市场主要通过给予上游排污企业一定额外的排污权实现对上游地区的生态补偿，而给予的排污权是以减少征收排污费为代价，即体现出了政府补偿性质，因此，基于水排污权交易的流域生态补偿是结合政府补偿和市场补偿的一种混合补偿模式。进一步来看，生态补偿程度大小主要取决于两个方面：其一是流域管理部门分配予上游地区政府的配额数量，越多的配额数量能够抵销越多的排污费或得到越多的市场交易收益；其二是上游排污企业通过购买上游排污企业排污权所被允许抵销其污染排放的程度，当抵销程度越大时，下游排污企业对排污权的购买需求也越大，则上游排污企业能够以更高地价格出售，从而获得更大程度的补偿。

总之，政府通过征收排污费和发放一定水平的水排污权配额实现流域污染控制与生态补偿，体现出以“政府调控为主”；水排污权在上游排污企业内部及其与下游排污企业间根据市场机制进行交易，则反映出了“市场协调补充”。当政府调控和市场机制共同作用下，形成了流域生态补偿的“政府宏观调控为主导、市场机制有效补充”的协同模式。水排污权交易为何能够展开，上、下游排污权企业进行排污权交易的内在动因又如何？为此，本文进一步通过构建基于水排污权交易的流域生态补偿模型，从理论层面分析水排污权交易市场运行机制和内在动因，并进一步解释说明水排污权交易是如何实现流域生态补偿。

3基于水排污权交易的流域生态补偿模型

与现有多数研究不同，本文尝试构建一个基于现实条件的流域生态补偿理论模型来考察流域内上、下游排污企业进行水排污权交易的内在动因，以期说明如何通过水排污权交易实现流域生态补偿。本文所建模型主要考察上游排污企业的排污行为、水排污权交易行为以及环境成本（或收益）情况，不再重点关注水排污权交易市场如何达到市场均衡等问题，通过不同情形下上游排污企业的环境成本来判断其可能的排污行为及所获得的生态补偿。

3.1模型假设

假设1：一个独立的流域内可分为上、下游两个地区（U和D），两个理性的排污企业（A和B）分别位于两个地区内。

假设2：上游地区内企业可免费获得一定数量的水排污权配额，在抵销其实际排污量后可将水排污权通过水排污权交易市场出售给其他企业；其他企业购买的排污权交易也可抵销其实际排污量，即一单位水排污权可抵销一单位实际排污量。

假设3：水排污权不能跨期使用，且水排污权交易市场出清。

为简化分析，模型认为市场上可交易配额数量小于水排污权需求量，故不再详细考虑企业B的实际排污量。

3.2基本模型

基本模型构建主要基于图1所示的流域内水排污权交易市场运行机制。对于地区i（i=U，D），流域管理部门设定其排污上限为Qi（Qi>0），且认为在QU范围内，地区D的社会经济发展不会遭受明显影响。对于企业j（j=A，B），其相关生活活动产生实际排污量为qj（qj>0）；企业A免费获得水排污权配额为Qs（0

3.2.1情形1：0

在此情形下，企业A实际排污量小于其所获得的水排污权配额，则可将抵销后的剩余配额Qs-qA在水排污权交易市场进行交易。此时，企业A和企业B在水排污权交易市场进行水排污权交易。由于企业B为理性个体，故其可接受的水排污权价格会小于排污费t；而企业A持有剩余配额的机会成本为零，表明其可接受任意大于零的价格进行交易。故假设水排污权实际交易价格p满足0

R1=（Qs-qA）·p（1）

R1>0表明企业A在低排污情形下不但无需缴纳排污费，而且还可以通过水排污权交易得到额外环境收益，即生态补偿包括免缴的排污费和通过交易获得的额外收入两部分。在情形1下，企业B也能通过水排污权交易获得一定环境收益，即与不存在水排污权交易时相比，可减少缴纳（Qs-qA）·（t-p）的排污费。

3.2.2情形2：Qs

在此情形下，企业A获得的水排污权配额无法完全抵销其实际排污量，需为未能抵销部分缴纳排污费。由于实际排污量未超过排污上限，故情形2下企业A的环境收益R2为：

R2=-（qA-Qs）·t （2）

R2<0表明企业A排污较多时，仍需为其过多的排污量缴纳排污费，同时无剩余的水排污权可与企业B进行交易。企业A所获得的生态补偿为因获得配额而降低其排污费的缴纳水平。

3.2.3情形3：qA>QU

与情形2相同，此情形下企业A获得的水排污权配额也无法完全抵销其实际排污量；不同的是，企业A实际排污量还超过了排污上限，需要为其缴纳更高的排污费。因此，情形3下企业A的环境收益为R3（水排污权配额仅能抵消未超出排污上限部分，即倾向于对企业的超量排污行为给予更为严厉的惩罚）：

R3=-[（QU-Qs）·t+（qA-QU）·2t]

=-（2qA-QU-Qs）·t（3）

由于qA>QU>Qs，可得R3<0，表明当企业A排污更多时会受到惩罚，即缴纳更高水平的排污费，而这部分排污费可通过流域管理部门调配作为对地区D的生态补偿。

3.3扩展模型

基本模型中，地区U仅存有一个排污企业；为了分析地区U内企业间可能存在的水排污权交易，本文在扩展模型中假设地区U还存在另一个排污企业C，其实际排污量为qC。此外，对于地区U的排污上限QU分解为QUA和QUC，分别对应于企业A和企业C各自的排污上限；地区U政府将Qs根据一定原则完全分配给企业A和企业C，两个企业获得的水排污权配额分别为QsA和QsC，且满足QsAqC，表明其可将剩余配额QsC-qC在水排污权市场上进行交易。同样地，再根据qA大小分不同情形对Rnj（n表示不同情形，j表示不同的企业）进行分析。

3.3.1情形4：0

在此情形下，企业A可将抵销后的剩余配额QsA-qA在水排污权交易市场进行交易。与情形1相同，企业A的剩余配额QsA-qA和企业C的剩余配额QsC-qC作为水排污权市场的供给方与企业B进行交易，故此时水排污权实际交易价格p1也满足0

R4A=（QsA-qA）·p1（4）

R4C=（QsC-qC）·p1（5）

R4j>0表明地区U内企业均无需为少量排污缴纳排污费，且还可通过水排污权交易得到额外的环境收益，从而获得相应的生态补偿。与情形1相类似，在情形4下企业B可减少缴纳（QsC-qA-qC）·（t-p1）的排污费。

3.3.2情形5：QsA

在此情形下，企业A获得的水排污权配额也无法完全抵销其实际排污量，可向企业C购买水排污权。与企业B一样，企业A可接受的价格也小于t，否则其会选择不购买水排污权而去缴纳相对较低的排污费。因而，假设市场均衡时水排污权交易价格为p2，满足0

R5A=-[（qA-QsA-b）·t+b·p2]（6）

R5C=（QsC-qC）·p2（7）

其中，b=（QsC-qC）·α。R5A<0和R5C>0表明，企业A为其过多的排污量缴纳了一定的排污费，而企业C仍因较低的排污量获得了更多的环境收益，原因在于排污权需求量增加使得p2>p1。在情形5下，由于企业A也向企业C购买水排污权，导致企业B可购买的水排污权数量要低于情形4，故仅能减少缴纳（1-α）·（QsC-qC）·（t-p2）的排污费。

3.3.3情形6：qA>QUA

与情形5相同，在此情形下企业A同样需要向企业C购买水排污权；但明显不同的是，企业C所能提供的配额数量会影响到企业间的市场交易行为和结果。为了更精确地分析企业A在高排污量水平下的环境收益，本文进一步假设qA-QUA>QsC-qC（此外，还存在qA-QUA

R6A=-[（2qA+2qC-QUA-QsA-2QsC）·t

+（QsC-qC）·p3]（8）

R6C=（QsC-qC）·p3（9）

基于上述假设，可得R6A<0和R6C>0，表明企业A为其超过上限的排污量缴纳了惩罚性的排污费，但其通过水排污权交易减少缴纳了一定惩罚性的排污费，而企业C获得环境收益进一步增加（p3>p2）。然而，由于企业A购买了企业C提供的全部水排污权配额，使得企业B在该水排污权交易中未获得任何环境收益，这源于企业A排污量超过排污上限时将缴纳更高的排污费，进而表现出上、下游企业在水排污交易市场中的地位并不相同。

3.4结果分析

从基本模型来看，根据（1）-（3）式可以得到，随着企业A实际排污量逐渐上升，其环境收益逐渐下降，且单位排污量增加引起环境收益变动也在逐渐上升，原因在于R3qA

虽然生态补偿主要针对的是上游企业，但下游企业在不同情形下的环境收益也值得关注。具体而言，在基本模型中，在企业A实际排污量处于较低水平时（情形1），企业B能够通过水排污交易市场降低排污费缴纳水平，但当企业A实际排污量较高时（情形2和情形3），企业A的水排污权配额均用于抵销其部分实际排污量，使得企业B未获得任何环境收益；同样地，在扩展模型中，企业B获得环境收益大小排名为：情形4>情形5>情形6，即企业A的排污水平越高，企业B获得环境收益越低。因此，当存在水排污权交易市场时，下游企业也有动机促使上游企业降低其污染排放水平。

总体而言，上游地区企业所获得的生态补偿主要源于流域管理部门分配的水排污权，而生态补偿大小则取决于下游地区企业对于水排污权的需求程度，较高的水排污交易价格能够使上游企业获得更高水平的生态补偿；与此同时，惩罚机制保证上游企业在处于高污染排放水平缴纳更高水平的排污费，则流域管理部门可以通过排污费的调节分配给予下游地区一定程度的生态补偿，且上游企业的排污水平与下游企业能否获得额外的环境收益也密切相关。上述两个方面充分反映出了生态补偿机制对于上游地区补偿和惩罚的双重内容。需要注意的是，上游企业较低的排污水平对上、下游企业均有利，这也反映出建立基于水排污权交易的生流生态补偿机制能够促进流域内污染减排的目的。

4结论与政策建议

本文借鉴EU ETS这一以配额为基础的国际碳排放交易市场，在分析EU ETS三阶段改革主要内容基础上，结合水污染排放特征，尝试构建流域内水排污权交易市场，并通过建立流域生态补偿模型从理论层面分析说明水排污权交易市场运行机制，主要得到以下结论：

第一，水排污权交易市场同样可采用“总量控制与交易”机制，其基本要素包括水污染排放上限、交易主、客体和覆盖范围、配额分配方式、交易保障体系以及法律基础；第二，水排污权交易市场是对现有流域生态补偿机制的补充，且在政府调控和市场机制共同作用下，形成了流域生态补偿下“政府宏观调控为主导、市场机制有效补充”的协同模式；第三，从运行机制来看，上游地区企业获得的生态补偿主要源于分配得到的水排污权，通过市场机制实现流域生态补偿，并能够激励上游地区污染减排。

事实上，一个成功的市场交易体系建立需要经历多阶段的发展经历，正如澳大利亚水权市场从20世纪80年代建立至今已经历了30年左右的发展历程[26]。据此，结合所得结论，本文提出以下几个方面的政策建议：

首先，推进排污权交易的相关法律法规制定，从法律上界定排放权的所有权和可交易性质。现阶段中国已经逐步开始试点排污权交易，而且在2015年以来政府对发展排污权交易尤为关注，主要表现在一系列“行动计划”、“意见”中反复提及相关内容。然而，在有关水污染排放的相关法律中，例如《排污费征收使用管理条例》（2003年起施行）、《水污染防治法》（2008年起施行）、《环境保护法》（2015年起施行），均未涉及排污权交易概念，表明在法律层面还未对排污权交易进行界定与确认。因而，政府在实现相关排污权试点同时，需积极研究制定相关配套法律，从法律层面保障排污权交易能够正常开展。

其次，水排污权交易是现有流域生态补偿机制的有效补充，不能忽视政府补偿在生态补偿中的主导作用。从短期内来看，中国改变政府补偿的生态补偿模式并不现实，建立水排污权交易市场仅能从个别地区试点而无法全面展开，故水排污权交易仅能对生态补偿机制进行一定补充。此外，中国未来水排污费改税会是一个必然趋势，欧盟国家建立相对完善的水排污税税制体系值得中国借鉴。如何有效整合水排污税税制与水排污权交易将是今后中国生态补偿中不得不面对的关键问题。

再次，水排污权交易不局限于某个地区内部，分流域建立的水排污权交易可实现跨界流域生态补偿。如前文所述，2007年以来中国部分省份相继发布并实施了有关流域生态补偿政策，而这些政策主要目标于各自省份内部，较少涉及跨省生态补偿问题。以重庆排污权交易试点为例，其规定交易范围为全市范围，并未涉及与其他地区交易问题。本文构建的流域生态补偿模型所考察上、下游地区主要基于流域层面，这能够为跨界流域生态补偿提供一定思路，即以流域为单位进行生态补偿，通过流域管理部门这一上一级主管部门协调上、下游不同省域间的利益分配问题，从而有利于避免出现流域生态环境中“公共地悲剧”、“搭便车”问题，提高流域整体社会福利。

最后，流域生态补偿需兼顾补偿与惩罚机制，通过制度设计激励污染减排。在所设定的运行机制下，上游企业被证明具有污染减排的动机。通过制度设计能够实现对排污企业污染减排的激励，这也从一定程度上反映出政府政策设计对于流域生态补偿及相关污染减排工作的重要性。

（编辑：刘呈庆）

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