1.2　水价理论及实践现状

价值是价格的基础,价格是价值的货币表现,价格围绕价值上下波动。因此,要开展水资源价格研究,必须对水资源价值有清晰的认识。同时,水价形成机制及相关评价模型方法也是开展水资源定价理论与方法研究的重要基础。本节将对水资源价值、水资源定价模式、水价构成以及定价模型方法现状进行系统梳理,发现水资源定价理论及实践中存在的问题,根据发展需求确定总体研究框架、明确主要研究目标和研究内容。

1.2.1　水资源价值研究

1.2.1.1　水资源价值理论和方法

自20世纪70年代起,水资源价值问题逐渐引起学者的广泛关注。由于发达国家有地租论、劳动价值论、边际效用论等价值理论的支撑,水作为一种基础性资源,毋庸置疑具有价值特征。20世纪70年代出现了各种对水资源价值评估方法的讨论,如Young和Grey通过实验证明水的价值不可能超过最经济水源的边际成本,Seagrave等运用线性规划模型的推算方法提出了在不同组合条件下的最佳解和水资源价值(姜文来,1998)。20世纪80年代后期,随着水资源危机加剧,国际上许多学者考虑通过经济杠杆调节水资源在经济社会中的供需矛盾。Fakhraei(1984)对随机供水情况下的价格问题进行了研究,分析了水量配给规律和价格稳定性影响;Moncur(1987)研究了城市用水定价和干旱对策,1988年对水资源价格在干旱管理中的作用进行了分析。90年代以后,水市场的建立为水资源价值的实现开辟了新的空间。Hanse(1991)采用支付意愿法评估了美国河流旅游价值,间接反映了水资源价值;Michael (1992)对美国西部地区和南方价格弹性进行了分析;Warford(1992)提出了用边际机会成本方法确定自然资源价格;Agarwal(2000)认为水资源作为经济物品,其价值构成包括自身的价值以及供用户使用产生的经济价值,后者又可分为水用户价值、回用净效益、间接使用净效益以及社会目标调整效益。进入21世纪以来,国外对水资源价值的研究主要集中在水经济价值评价方法实践、补偿价值理论与定价方法、水资源价值对经济社会的影响等方面。Rogers(2002)针对印度Tamil Nadu邦水危机,计算了水在各个产业部门中的经济价值;Robert(2002)研究了农业用水的定价理论和方法,并在Grande流域进行了实践应用,为决策者在水资源保护、配置及管理方面提供了更多选择;Mogno(2003)分析了欧盟的城市污水政策,指出该政策对法国的水经济问题和废水经济管理具有重要影响;Young(2004)系统阐述了水经济价值评价方法。

由于水资源供需矛盾日益严峻,中国在水资源价值、水价研究等方面也开展了大量工作。对于水资源价值的认识从“资源无价”到“水是商品”,再到“利用经济杠杆调节供需矛盾”,逐渐向广度和深度扩展。1987年,李金昌翻译了Repetto的《关于自然资源与折旧问题》《挪威的自然资源核算与分析》,撰写了《实行资源核算与折旧很有必要》一文,开辟了中国资源价值研究的新领域(许振成等,2006);李金昌(1991)根据人类是否参与将资源价值划分为两部分,一部分是自然资源自身的价值,另一部分是人类劳动投入产生的价值,并设想以地租论、效用论以及财富论“三论”为基础,确定自然资源价值观,进一步提出自然资源价值论;胡昌暖(1993)以地租论为基础对资源价格的实质进行了分析,指出资源价格是资源租金的体现,我国征收的水资源费就是水资源本身价格的体现;姜文来(1998)以可持续发展的观点为指导思想对水资源价值的内涵和水资源价值模型进行了较为深入的研究,1999年提出将水资源本身价值纳入水利工程经济评价范畴,探讨了水资源价值对水利工程经济评价的影响;王浩等(2003)提出广义水资源的内涵,利用劳动价值论、地租论、边际效用论等传统理论体系,并结合非使用价值,初步界定了水资源价值的内涵。进入21世纪以来,我国的水资源价值研究在完善水资源价值模型的同时,除对水的经济价值进行研究外,对水质价值也开始关注。张蕾(2001)阐述了水资源价值与水价的关系,并提出了对水资源价值内涵的认识,指出水资源价值是水资源所有者与使用者之间的经济关系,是水资源使用者为了获得水资源的使用权支付给所有者的一定货币额;袁汝华(2002)利用影子价格法对黄河流域分段、分用户的水资源理论价值进行了评价;许振成(2003)提出用恢复成本法核算水资源质量价值;毛春梅(2003)以水资源开发利用最大经济效益为目标,对黄河水资源价值进行了测算;王浩、陈敏建(2004)等综合研究了水生态系统服务功能价值、地表水资源污染经济损失、与地下水有关的水环境破坏经济损失等;刘阳春(2004)分析了水资源价值的构成,并利用旅行费用法、资产价值法对镜泊湖的水资源价值进行了评价;彭晓明(2006)在水资源价值评价研究的基础上,提出建立模糊-灰色关联分析复合的水资源价值模型,并对北京地区的水资源价格进行了计算分析;周臻峰(2007)采用灰色聚类分析方法评价了天津市的水资源价值;汪林(2009)、倪红珍(2007)采用供水效益分摊系数法和扣除非水成本法针对不同行业的水经济价值进行了评价;张凯(2006)、张国珍(2008)、杨旭(2008)、赵平萍(2010)采用模糊数学方法,分别对天津市、兰州市、青岛市及海河流域水资源价值进行了评价;王丽琼(2010)提出了加权欧氏距离水资源价值评价模型,并应用该方法对泉州市山美水库水资源价值损失进行了评价;赵雯(2010)基于水资源环境经济核算,利用价值流理论开展了上海市水资源价值量核算研究。

1.2.1.2　水生态服务价值

随着人类对资源环境的逐步重视,认识到资源环境不仅仅在经济社会中创造价值,同时生态环境系统也为人类提供了重要的服务功能,具有价值,水生态服务价值是生态服务价值的一部分。生态服务价值研究可以追溯到1864年,美国学者Marsh(1864)在其著作《人与自然》中对长期以来“资源无限”的认识提出了质疑和批评,提出生态系统对人类的生存具有重要的服务功能。当时正处于工业革命时期,他的研究没有得到充分重视。直到1970年,联合国大学(United Nations University)发表了《人类对全球环境的影响报告》,首次提出生态系统服务功能的概念,同时列举了生态系统对人类的环境服务功能(SCEP,1970);之后Holder和Ehrlich(1974)、Westman(1977)和Odum (1986)围绕生态服务功能等进行了早期较有影响的研究,期间重要的标志性事件为1977年Westman提出了“自然的服务”概念及其价值评估问题(Westman,1977)。自20世纪90年代以后,生态服务价值的研究日益增多,相关理论与方法也不断涌现。Serafy(1988)探讨了全球生态服务和自然资本的定价问题;Jakbosson(1996)采用条件价值评估方法对澳大利亚维多利亚州所有濒危物种的价值进行评估;Pimentel(1997)对全球生物多样性和美国生物多样性进行了比较研究;Sutton(2002)研究了全球生态系统的市场价值和非市场价值及其与世界各国GDP的关系。生态服务价值研究中有两个里程碑事件,一个是以Costanza为代表的13位科学家在1997年对全球生态系统服务价值的分类与全面评估(Costanza,1997),这对生态系统服务价值评估研究产生了深远影响;另一个是一项为期四年的国际合作项目“千年生态系统评估”(Millennium Ecosystem Assessment,MA)(MA,2005),开展了全球尺度和33个区域尺度的生态系统与人类福利研究,是目前最新也是规模最大的评估工作。

目前,针对整个生态系统服务价值的研究开展地比较广泛,但在水生态服务价值方面相对较少。Odum(1987)将水的化学能分析应用到灌溉水资源能值研究方面,并采用该方法在美国德克萨斯州进行了实践分析;Gren(1995)等对欧洲多瑙河流域经济价值进行了评估;Brown和Mc Clanahan(1996)计算了1984年泰国雨水化学能对经济的贡献;Dixon(1997)讨论了英国某流域土壤和沉积物保持的价值评价及其对流域环境管理的指导作用;Loomis (2003)对美国Platte River的河流生态系统总经济价值进行了评价。在我国,蓝盛芳等(2002)对中国1988年降雨的势能和化学能的能值进行了测算分析;赵同谦(2003)针对陆地地表水等大尺度区域的生态系统服务进行了价值评估;崔丽娟(2004)对鄱阳湖湿地生态服务价值进行了分析研究;程金香(2004)对水资源生态价值进行了初步研究;杨凯(2005)针对城市河流生态系统服务的条件价值进行了评估,并对其偏差进行了分析;王浩(2004)对水生态环境价值进行了详细的阐述并开展了专项试算,提出了保护对策;赵晟(2005)、陈丹等(2006)在能值理论和分析方法方面开展了相关研究,对水生态服务价值和水资源复合系统生态价值进行了评价;李友辉(2007)将水资源的生态价值定义为:水资源提供泥沙的推移、营养物质的运输、环境净化,维持森林、草地、湿地、湖泊、河流等自然生态系统的结构与过程,以及其他人工生态系统的功能;胡金杰(2009)对生态服务及其价值的分类、内涵进行了评述,并以太湖流域为例进行了定量评价;杨美玲(2011)基于现有方法,对银川市生态系统服务价值进行了评估;杨朝晖(2012)在对当前研究总结的基础上,指出水资源生态服务价值的内涵是某一空间尺度和某时段内(一般计算时段为1年),水资源在自然水循环过程中提供的生态服务,如环境净化、气候调节、视觉美学等所具有的价值,该价值量存在空间和时间上的异质性,与水量、水质及社会经济水平有必然的关系;段锦(2012)采用多种分析方法研究了东江流域生态系统服务价值的变化。

1.2.1.3　水资源耗减价值和水环境退化价值

近年来,资源耗减价值和环境退化价值随着环境经济核算的开展逐渐得到了广泛的重视,水资源耗减价值和水环境退化价值是其中的一部分。从根本上说,资源耗减价值、环境退化价值和生态服务价值属于同一类范畴。生态服务价值是从正面来评价资源环境对经济社会的贡献或自身的价值体现;而资源耗减价值和环境退化价值则是从负面来分析因资源消耗和环境退化导致的生态服务价值减少量,从外部性角度来评价经济社会开发利用各类资源、改变影响环境过程中造成的负面影响。

20世纪60年代末70年代初,环境经济核算作为社会核算的组成部分被提出来,从此联合国、各国政府、著名国际研究机构和学者们就一直在为构建以“绿色GDP”为核心的环境经济综合核算体系进行艰辛的探索。到目前为止,在联合国、欧盟、世界银行、世界经合组织及多国政府和学者的不懈努力下,目前已逐步形成了若干重要的核算体系,包括联合国等的《综合环境与经济核算体系》(System of Integrated Environmental and Economic Accounting, SEEA)、美国Henry Peskin应用于菲律宾的《环境与自然核算项目》(Environmental and Natural Resources Accounting Project,ENRAP)、欧盟统计局的《欧洲环境的经济信息收集体系》(European System for the Collection of Economic Information on the Environment,SERIEE)、荷兰统计局的《包括环境账户的国民核算矩阵体系》(National Accounting Matrix including Environmental Account,NAMEA)。

在有关环境核算的框架中,目前比较权威的是SEEA,其最新版本是欧州联盟委员会、粮食和农业组织、国际货币基金组织、经济合作与发展组织、联合国、世界银行于2014年共同发布的《综合环境经济核算体系中心框架》,推荐作为标准框架在全球范围内推广。

完整的综合环境经济核算至少应该包括五大项自然资源耗减成本(耕地资源、矿物资源、森林资源、水资源、渔业资源)和两大项环境退化成本(环境污染和生态破坏)。水资源环境经济核算(SEEAW)就是核算国民经济活动过程对水资源、水环境造成的负面影响,是综合环境经济核算体系下的子账户,其中重要的价值量核算内容包括水资源耗减价值和水环境退化价值核算。

目前在水资源耗减价值和水环境退化价值方面的研究还相对较少。蒋霞(2007)探讨了资源耗减问题,提出了自然资源耗减成本所包含的内容;吕洪滨(2010)对海河流域2005年分区段水环境退化导致的经济损失进行了评价;徐玉新(2010)对泰安市水资源耗减损失以及包括实际投入和虚拟治理成本的水环境损失进行了评价;甘泓(2011)对水资源耗减成本进行了界定并开展了相关评价;张诚(2011)等对水生态服务价值研究成果进行了总结;贾玲(2012)以太湖流域为研究对象对水环境退化进行了评价;高蕾(2012)对关中地区包括水资源在内的部分资源耗减价值、森林资源环境退化价值进行了评价。

1.2.2　水资源价格形成机制

根据本次研究文献检索情况来看,目前尚未有文献对水资源价格形成机制的内涵给出明确定义。学者们仅结合水资源管理及水价改革目标,结合各自对水资源价格形成机制的认识开展了一些研究工作。钟玉秀等(2001)从水价形成的一般原理、水价构成及要素分析、水价确定原则以及水资源定价方法等方面对水价形成机制进行了探讨;吴继松(2001)从水价构成、供需平衡关系等方面探讨了水价形成机制,提出资源水价以非市场调节形式定价,工程水价和环境水价以市场调节形式定价;董文虎(2001)按经济性质分析了资源水价、工程水价和环境水价的形成机制;郑通汉(2002)从水价构成方面对水价形成机制进行了分析,在可持续发展水价的定价区间、水需求的价格弹性与用水户承受能力、水价模型的修正方面进行了分析探讨;张刚等(2004)基于水资源的特征分析了水资源实行市场化定价的必要性、局限性和可行性,提出供水和排水两个环节可实行市场定价,政府只需对直接面对城市居民的管网企业的自来水售价制定最高限价和对供水企业征收水资源税;陈新业(2010)分析了水资源价值的特征属性,从规范水价构成和计价标准、完善水资源管理制度、理顺水价构成及比价关系、推动供水企业改革、明晰水资源产权等方面提出了完善水价形成机制的建议。从研究内容看,上述文献主要集中在水价构成、定价模式、定价管理等方面。

1.2.2.1　水价构成

水价的构成一般依各国的水价模式而定,并由各国的水价管理体制决定。从供水的商品属性来看,用户水价由供水成本费用、税金、利润、排污服务费和水资源费等五部分组成(张岳,2006;张雅君,2008)。供水成本费用在各国水价构成中均有体现,但其他部分则有所差别:美国和法国用户水价包含全部五部分,加拿大没有包括利润、税金及水资源费,澳大利亚和日本都没有收取水资源费,英国的用户水价由水资源费和供水系统的服务费用两部分组成(王浩,2003)。

目前,我国的水价构成理论主要是汪恕诚(2000)提出并由王浩等(2003)发展形成的“水价三重构成理论”,即水价由资源水价、工程水价和环境水价三部分构成。资源水价指的是水资源本身的价格,是用水者使用天然水资源需要付出的代价,体现为水资源费(税);工程水价指的是水资源开发利用及供应过程中所投入的成本和合理的利润所得,体现为各类水生产供应企业的收益;环境水价则是依据“谁污染谁付费、谁收益谁补偿”原则,用水者为使用水资源造成的水环境退化问题给予的补偿,体现为水环境防护费用和排污治理成本。国内许多学者也针对水价构成问题开展了广泛的研究,如谢地(2003)在水价三重构成理论基础上增加了利润和税收,将水价构成分为五部分,实际上利润和税收属于工程成本范畴,资源成本、工程成本和环境成本分别反映了水资源系统、供水工程和水环境系统的承载能力;崔延松(2003)认同水价三重构成理论,认为资源水价指水权收益或水资源费、工程水价指生产成本和与生产相关的税费、环境水价指处理水污染的相关费用;吴季松(2003)将水价各构成部分的定价主体进行了界定,资源水价(水资源税)为非市场调节,工程水价和环境水价则由市场调节,但目前我国水市场是受政府管制的不完全市场;傅涛(2006)提出了水价四元结构理论,指出城市供水价格包含水资源费、水利工程供水价格、城市供水价格和污水处理费;王谢勇(2011)根据水资源循环性以及稀缺性等方面的特点,考虑水资源的边际使用成本,提出了完全水价由资源水价、工程水价、环境水价、边际使用成本四部分组成,并利用模糊数学、边际机会成本等理论构建了水价动态完全成本定价模型,但并未进行实践应用研究。以上观点虽然对水价构成有不同的解释,但从本质上而言均是水价三重构成理论的扩展和延续。对水价构成的认识也有不同的观点,如张新俊(2011)从法律层面分析了国家有关家庭生活饮用水方面的规定,认为国民在生活饮用方面对水资源的取用权是人权的重要组成部分,得出生活饮用水(尤其是人们正常生活刚性需求的这部分水量)的水价中不应包含水资源费的结论。

1.2.2.2　水价定价模式及依据

随着经济社会的不断发展,用水格局和用水模式都发生了显著的改变,城市用水量日益增加,由此带来的供需矛盾、环境污染问题日益突出。水价作为经济杠杆缓解供需矛盾得到了广泛的认同。虽然有极少数学者从水资源维持生命延续角度来分析水资源属性,认为水资源不宜被作为商品(Wolman, 1984),但是绝大多数学者支持将水作为商品(Biswas,1991;Stanley和Luiken,1982)。但是,水资源作为特殊的资源,其定价目的不是要强调其商品属性,更重要的是保护水资源,实现水资源的合理配置和高效利用,促进可持续发展,同时定价中也更多强调公平性(章胜,2011)。从供给角度来分析,合理的水价还有助于实现供水企业收支平衡,保障企业正常收益和良性运行(Raftelis,1986)。

综上,水资源定价模式所体现的是决策者对社会公共福利、水资源配置、投资利益等方面的综合权衡。水资源状况以及社会经济发展阶段、发展水平不同,水资源定价模式也有所不同。目前,各国主要的水资源定价模式有边际成本定价模式、供水服务成本定价模式、投资机会成本定价模式、用水户承受能力定价模式、完全市场定价模式等(钟玉秀,2003;张雅君,2008)。其中,供水服务成本定价是各国普遍采用的模式,美国、法国和英国等国家由于市场经济发达、涉水法律法规较为完善、水市场也相对成熟,均采用市场定价等模式。

由于水资源属于大宗商品,水供应行业具有明显的垄断特点,在其定价过程中应更多地反映政府的调控作用。西方学者一般将成本作为定价的基础(Tufgar,1990;Ayres,1996;Mann,1987),其构成应包括使消费者获取利益而产生的全部供水成本。按照定价原则,成本定价可分为平均成本定价法、边际成本定价法和完全成本定价法。平均成本定价法的数据基础主要是供水企业历年的成本资料,企业利润率按照相关规定提取,一般采用政府管制利润率或参照社会平均利润率(Michiel和Frans,2000)。边际成本定价法由Hotelling(1938)提出,与平均成本定价法比较,二者的差别主要体现在成本分摊和公平性上,总体而言边际成本定价法更具公平性和科学性。Curruthers(1972)认为边际成本定价法更能获得社会效益和经济效益; Younkim(1995)研究了供水服务的次优定价和边际成本定价,认为在实现社会福利最大化目标方面,边际成本定价法要优于平均成本定价法。一般而言,对于垄断性企业,其长期成本曲线呈下降趋势,这样会导致边际成本低于平均成本,按边际成本定价会对企业不利(Jhonston,1968)。Agarwal(2000)认为水资源完全成本包括内部成本、外部成本以及机会成本,内部成本包括资本折旧和运行维护费用,外部成本包括经济外部成本和环境外部成本。由于水利部门的水价普遍低于完全成本水价,从而使得供水服务中不可避免地产生低效性(Rogers,2002),因此在供水定价中应优先采用完全成本定价模式(世界水资源委员会,2000)。虽然成本定价模式是目前普遍认可和推崇的方式,但是由于水资源具有维持人类生命基本元素的特征,不能完全把水资源作为一种商品来定价,还应考虑用户的实际承受能力。

1.2.2.3　水价制定及管理

根据钟玉秀(2003)、段治平(2003)、张岳(2006)、张雅君(2008)、高健(2009)等人的研究及调研成果,目前世界各国包括美国、澳大利亚、加拿大、英国、意大利、法国、菲律宾等国家以及我国香港特别行政区在水价制定过程中都有政府的参与,一般是由提供供水服务的公司或第三方测算来制定水价,然后由政府主管机构或指定方对水价进行审批,有必要的话还需要通过听证会的形式征询用户的意见,最终由政府发布水价。陈小林(2010)基于社会用水机会均等原则及产权清晰原则,从外部性角度建立了一个水资源定价的优化模型,并提出通过拍卖形式反映水资源实际价格。由于水资源的特殊作用,不论采取何种定价模式,政府都应参与其中,起到调控、监管的作用。

1.2.3　水资源定价模型方法

经过多年的研究和积累,水资源价值和水资源价格的评价方法主要有影子价格法、供求定价法、成本定价法、模糊数学模型定价法、可计算一般均衡模型法、能值测算法等。此外,有些学者也利用其他方法针对水资源定价问题开展了一些研究,例如章胜(2011)以模糊数学方法为基础构建了扩展线性支出系统模型(ELES模型),基于城市居民消费结构分析,从支付能力和承受能力两方面分析了城市居民的单一水价;高兴佑(2012)基于德尔菲法和层次分析法,对资源水价、工程水价和环境水价的比价关系进行了分析。主要模型方法简述如下。

1.2.3.1　影子价格模型

影子价格又称“计算价格”“最优价格”,是20世纪30年代末由荷兰经济学家Jan-Tinbergen提出的,其定义为“在均衡价格的意义上表示生产要素或产品内在的或真正的价格”。当某种资源处于最佳分配状态时,其边际产出价值就是这种资源的影子价格,它表示资源消耗产生的边际产品价值、边际效用或边际成本。萨缪尔森从三个方面对影子价格作了补充:①影子价格是以线性规划为计算方法的计算价格;②影子价格是一种资源价格;③影子价格以边际生产力为基础。影子价格可以看作经济组织对资源的内部定价或个别定价,而资源的市场价格则可以看作资源的外部定价或社会定价(吴汉洪,2007)。如果把经济体作为一个整体来进行规划求解,那么影子价格就可以反映市场价格。

水资源的影子价格反映的是在一定的社会经济结构和产出条件下的水资源优化配置价格,反映了水市场供求状况和水资源稀缺程度。影子价格的高低取决于资源稀缺程度,资源越稀缺,影子价格越高,反之越低。影子价格可以通过线性规划模型求得。

假设经济活动中有n种活动,用X=(x 1,x 2,…,x n)表示,在这n种活动中消耗了m种资源,用R=(r 1,r 2,…,r m)表示各种资源的供应量,那么使经济活动达到最优的条件是:

式中:L为目标函数的系数;A为约束条件系数矩阵,为m×n阶矩阵;Q为总效益,模型的对偶解即为资源向量R的影子价格。

影子价格模型是从经济社会产出效益最大化的角度来分析最优水资源配置格局下的水资源价格,可为制定合理水价提供方法支撑,但水资源的影子价格是从需求方来考虑水资源的稀缺程度对价格的影响的,忽略了供给方的定价因素。

1.2.3.2　供求定价模型

供求定价模型是基于“一般均衡”思想,将水作为一种商品来考虑,由美国学者James和Rlee提出的一种定价模型,模型表达如下:

式中:P 1、P 2分别为调整前、后的水价;Q 1、Q 2分别为对应水价P 1、P 2时的用水量;e为价格弹性系数。

供求定价模型原理简单、所需参数较少,实践中应用较广。但该模型主要从需求角度评价水资源价格问题,过多考虑了用水量对价格的影响,对与水有关的其他影响因素考虑不足,诸如成本问题和用水外部性问题,使得该方法在水价的制定过程中对各类问题考虑得不充分。

1.2.3.3　成本定价模型

成本定价模型包括三种方法,分别是边际成本定价法、平均成本定价法和完全成本定价法。

边际成本定价法也叫边际贡献定价法,其原则是使厂商或企业的定价等于边际成本。边际成本定价法以可变成本作为定价基础,销售价格高于可变成本,水生产供应企业就能够获得边际收益,差额部分可以弥补固定成本,超过单位固定成本和可变成本的部分即为盈利。对于水生产供应企业来讲,计算公式为:

式中:P为单位水量价格;CV为可变成本;W为预期售水量;M为边际贡献, M=S-CV;S为预计售水收入。

在完全竞争市场中,由市场需求曲线和市场供给曲线形成的均衡价格等于厂商的边际成本,从长期来看,也等于厂商的最低平均成本。这样,边际成本定价一方面保证了厂商获得最大收益,另一方面又保证了消费者能够获得低价,从而获得最大效用。因此,在竞争市场中,边际成本定价是符合帕累托最优条件的一种定价方法。对于自然垄断行业,根据边际成本下降拉动平均成本下降、边际成本上升促使平均成本上升的理论,此时,边际成本一定位于平均成本的下方。也就是说,按边际成本决定的价格一定小于平均成本,这样必然导致供水行业亏损。

平均成本定价法是从企业收支平衡角度确定供水价格的方法。该方法将水生产供应业的所有投入作为成本,并考虑投入的时间因素,基于总收入等于总投入确定水生产供应价格。与边际成本定价相比,平均成本定价高于边际成本价格,会造成一定的效率损失。采用平均成本定价时,水生产供应企业不再亏损,但此时利润为零。平均成本法可以表示为(武亚军,1999):

式中:C i为新增供水成本,既包含固定成本也包含可变成本;W i为新增售水量;r为贴现率;n为规划时期。

平均成本定价法基于水生产供应企业历史统计数据,在数据采集方面难度相对较低,同时计算方法简单易行,是我国目前水价测定方法的基础。平均成本定价法基于历史数据来测定水价,对未来投入的动态变化反映不足,具有一定的滞后效应。

平均成本定价法和边际成本定价法的重点都是关注水生产供应过程中发生的成本投入,而并未考虑供水工程的外部性影响。完全成本定价法则是从水资源开发利用全过程考量,既考虑生产供应过程中发生的直接成本,同时也将用水过程产生的外部性影响和环境治理投入内部化,反映到用水户的用水成本之中。从供水、用水全过程看,完全成本水价包含水资源开采提取费用、输送费用、净化费用、污水处理费用以及排放费用等。按照水价三重构成理论,完全成本水价包括资源水价、工程水价和环境水价三部分,用公式表述为:

式中:P 1为资源水价;P 2为工程水价;C 1、C 2、C 3和C 4分别为供水行业每年的折旧费、运行成本、利润和税金;W为每年的出厂水量;η1和η2分别为水厂生产损失率和管网漏损率;P 3为环境水价。

相对而言,完全成本定价法从水资源社会水循环过程以及水资源开发利用对水生态环境的影响全盘考虑,既考虑了水生产供应者的投入及合理利润,同时也考虑了用水过程的外部性影响(用水过程产生的外部不经济性由用水者承担),模型定价理念较为科学。不过,完全成本定价法尚存在两方面的问题:①用水外部性影响的定量化问题,水资源耗减和水环境退化机理尚未研究清晰,外部性定价尚缺乏科学、系统的理论方法支撑;②完全成本定价法也是从供给角度来测算水价,对用水者的承受能力考虑不足,尚待进一步研究。

1.2.3.4　模糊数学模型

1965年,美国著名计算机与控制专家Zadeh提出了模糊的概念,开创了模糊数学的新领域。模糊是指客观事物差异的中间过渡中的“不分明性”或“亦此亦彼性”。水资源系统是一个复杂的系统,涉及水资源系统、经济社会系统以及与水有关的其他系统,各系统之间存在相互联系、相互制约的关系,因此水资源价值的评价也必然受到各利益相关方的影响。利用模糊数学方法研究水资源价值,就是从水资源模糊复杂的系统中选取关键因素,通过对关键因素的定量分析来评价水资源价值。影响水资源价值的因素包括自然、经济和社会等三大类(姜文来,1995)。模型可表述为:

式中:V为水资源价值;X 1,X 2,…,X n分别为水资源丰富程度、水质状况、GDP、产业结构、用水效率、人口等影响水资源价值的因素。

引入评价向量W,W=(高,偏高,一般,偏低,低),确定各因素在高、偏高、一般、偏低、低范围内的取值,根据评价区内各影响因素的实际值确定要素的综合评价矩阵R,可用如下矩阵表达:

进一步确定各评价要素的权重值B,B=(b 1,b 2,…,b n),则水资源价值可表示为:

对V进行归一化处理得到V 0。通过式(1.9)得出的水资源价值是无量纲数据,还需要进一步转换才能求出水资源价值。通过引入水资源价格向量L,假定水价范围在(0,P]之间,其中,P为水价上限,通过社会经济部门的承受能力计算得出。进一步通过等差插值方法得出价格向量L=(0,P 1, P 2,P 3,P),根据V·L计算得出评价区的水资源价格(姜文来,1998)。

利用模糊数学模型评价水资源价值,应综合考虑了水资源、水环境和社会经济等部门的相互关联关系,而不是仅针对水资源本身进行评价,同时,评价过程还考虑了用水者的承受能力,因此评价结果能够更好地反映实际情况。但是,模糊数学模型也存在不足之处。由于影响水资源价值的因素众多,模型评价指标的选取是构建模型的关键内容,而指标的选取容易受到评价者主观意愿的影响;同时,评价过程中各影响因素的权重也需要由评价者给定,使得评价结果容易受到评价者主观因素的影响,如何科学确定权重也是该评价方法的一个难点。

1.2.3.5　可计算一般均衡模型

可计算一般均衡模型(Computable General Equilibrium Model,CGE)是20世纪60年代末国际上开始应用于宏观政策分析和数量经济领域的一种重要工具,通过描述经济体对商品和要素的数量和价格的调整,实现商品的供需均衡。CGE模型主要用于描述国民经济各部门之间相互关联的经济关系,并对这种关联关系的影响进行定量模拟和预测。随着计算机应用技术的完善, CGE模型广泛应用于宏观经济、贸易、环境、财政税收、公共政策等方面,成为研究市场行为、政策干预和经济发展的有效工具。

CGE模型应用于水资源领域开始于20世纪90年代,涉及范围包括水资源配置、水资源价格、水权水市场以及与水有关的政策模拟等方面。CGE模型在水资源领域的应用关键在于如何将水资源问题与整个经济社会系统联系起来,即CGE模型构建过程中对水资源的处理方法。目前主要有三种方法(王勇等,2007),①将水资源要素外挂于社会核算矩阵;②将水资源的相关企业或产业部门内置于社会核算矩阵;③将水资源作为一种基本生产要素内置于社会核算矩阵。第一种方法将水资源以实物量形式纳入CGE模型,不能分析国民经济体系中水资源价格与数量的关系,实际上并未真正反映水资源与国民经济的关联关系;第二种方法未能将水资源作为一种要素来考量,不能反映水资源要素供给对国民经济的影响,仅适用于分析水行业对其他行业的影响;第三种方法真正做到了将水资源与国民经济的耦合,将水资源要素的生产、分配、消费、排放过程客观反映到其他行业生产过程中,能客观评价水资源要素对国民经济的影响,从而为制定水资源政策提供依据。

由于第三种方法数据难以获得,目前仅有为数不多的案例应用。国外主要有以埃及(Lofgren,1996)和摩洛哥(Diao,2003)为对象建立的CGE模型,考虑将劳动力、资本、土地和水资源作为基本要素,开展水资源政策分析。国内主要是以贾玲(2012)为代表,建立了包含居民、政府、企业、水供应业以及国外(或区外)五个经济主体的面向水资源核算的一般均衡模型(W-CGE),定量分析了经济社会用水负效应调整后的国内生产总值的变化特征。

从根本上分析,CGE模型是一种政策模拟模型,而非优化模型,其作用是通过模拟模型中某项要素或政策的变化影响其他目标,从而针对该项要素制定相关政策。利用CGE模型分析水资源价格时需要结合其他方法来进行。

1.2.3.6　能值测算法

近年来,部分学者采用能值理论来计算水资源价值(陈丹,2006;李友辉,2009;吕翠美,2009;郭瑞丽,2011),试图将水资源开发、利用过程中的投入全部转换为太阳能,以能值与价格的关系来测算水资源价值,并进一步测算水价。能值分析理论和方法由美国著名生态学家Odum(1996)于20世纪80年代创立,是生态经济学中用来衡量自然系统与经济系统的产品与过程的新概念,其内涵是将系统流动和存储的过程统一转换成太阳能,以能值转换率将生态经济系统内流动和储存的各种不同类别的能量和物质转换为同一标准的能值。

能值分析提供了一种统一的公度标准,笔者认为用能值理论来分析水资源价值尚有一些难点需要突破:①生态系统和经济社会系统是两个相互独立的系统,生态系统是自然系统,归根结底都是源于太阳能,可以用能值来公度;而经济社会系统融入了人类活动,这种活动已经超越了能值的范畴,且具有主观性,不同主体对价值的认识不同,不能简单用能值来衡量。②能值与价值量的关系无法公度,单位能值形成或依托于不同物品,其价值量是不同的,如具有等量能值的石墨和金刚石,在经济社会中所体现的价值差别巨大。③在资源价值评价过程中,如何将资源的自然属性及效用用价值量来评价,尚未形成定论,目前采用能值理论评价水资源价值时,通常利用能值/货币比率来测算,而能值与货币量的关系测算普遍利用某一系统能值与GDP比值来分析,这种方法有待商榷。

1.2.4　存在的问题

在我国水利改革的进程中,随着前述相关法律法规及政策的颁布实施,水资源有偿使用制度已经明确,水资源的定价原则、价格构成、征收方式及罚则等也已明确,但是在水资源价值理论、水资源定价方法、水资源定价标准等技术层面上还有许多亟待完善的地方,主要表现在以下几方面:

(1)尚未形成完善的水资源价值理论体系。目前国内外学者基于劳动价值论、地租论、效用价值论等理论在水资源价值方面开展了广泛的研究,得出了水资源具有价值的结论,同时提出了水的劳动价值、产权价值、使用价值等部分价值属性。可以发现,现有的研究大都是针对水资源某些方面的特性来分析其价值,确定其价值属性,但缺乏对水资源价值内涵的系统梳理,尚未形成完善的水资源价值理论体系。

(2)水资源定价理论和方法有待完善。目前常用的定价方法,一般都是针对供给方或需求方中的一方来评价水资源价格,没有反映供需平衡条件下的水资源市场价格,实践中一般是基于成本来定价,对需求方的承受能力和支付意愿考虑不足。水资源费主要通过专家决策方法确定,没有根据水资源稀缺性和供需特点进行科学测算,依据不充分;价格是价值的外在体现,但目前水价制定过程中对水资源价值考量不足。

(3)水资源价格水平总体偏低。目前我国的水价制定基本依据水资源费、工程成本和环境成本水价三重构成理论,但是总体价格水平偏低。水价构成中没有充分体现供水成本费用,给供水企业的生产和经营造成了严重负担,使得企业缺乏活力。水资源费受经济、社会、资源、环境等多方面的影响,属于资源调节价格,这在水资源短缺地区应得到体现,以反映产权收益和资源的稀缺性,但目前由于评价方法欠缺,水价构成中水资源费考虑不足。排污费制定依据不明晰,没有体现排污费的内涵和作用,部分地区排污费标准不合理。

(4)水资源价格形成机制尚待完善。目前关于水价构成已经基本形成定论,即应当包含资源水价、工程水价和环境水价,但是水价各部分构成的价格决策主体界定不明晰,没有根据各部分价格所体现的作用明确是实行市场定价还是政府指导价。定价模式一般都是以成本测算为基础,需求方的承受能力和水资源稀缺性没有得到有效体现。水价制定和调整程序模糊不清,尚未形成有效的水资源定价机制和价格调整机制,导致民主性未能在实施过程中充分体现。