从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择（共5篇）

篇1：从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

摘要：我国现行的流域科层治理体制,实行纵向行政性分包和横向结构性分权的组织模式,导致了权力分配、资源占用和政策执行的碎片化.网络治理机制比科层机制更灵活,比市场机制更稳定,比自治化机制更适用,具有明显的`制度优势.从科层机制向网络机制演进,是我国流域治理机制创新的路径选择.流域网络治理机制的基本框架是中央地方多层级治理和政府企业社会伙伴治理的有机结合.作 者：黎元生 胡熠 作者单位：黎元生(福建师范大学,福建,福州,350007)

胡熠(中共福建省委党校,福建,福州,350001)

期 刊：福州党校学报 Journal：JOURNAL OF FUZHOU PARTY SCHOOL年，卷(期)：,“”(2)分类号：X321关键词：流域治理 科层治理机制 网络治理机制

篇2：从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

一、加强发展战略规划的制度化建设, 为地方高校的未来发展准确定位导航

高校发展战略规划是大学明确发展方向、凝聚发展共识、推动改革和创新的重要管理工具, 体现了大学管理者对“建设一个什么样的大学”和“怎样建设这样的大学”的认识和思考。高校发展战略规划应该形成制度化建设的局面。

1. 国家高等教育主管部门应出台制定高校发展战略规划的成熟的指导性文件。

这一指导性的高层设计应包括国家关于高等学校的发展定位、人才需求和规模设置等方面的总体要求, 国家关于制定高校发展战略规划的程序、标准以及信息技术方面的具体要求, 国家关于高校发展战略规划的实施、考评、监督等整体协调方面的具体指导。从目前情况看, 高等教育主管部门的指导基本上停留在第一层次上, 对第二、第三层面的内容没有深入触及。国家对高校发展战略的指导和监督, 是地方高校在制定发展战略规划过程中坚持的重要原则, 是把握正确方向的必要环节。因此, 地方高校迫切需要国家教育主管部门站在更高的战略层面上出台关于制定高校发展战略规划的指导性文件。

2. 地方高校应该建立健全制定高等学校发展战略规划的体制机制。

加强对学校战略规划目标的宣传, 凝聚师生共识, 形成学校改革发展的共同愿景, 增强师生认可和执行学校发展战略规划的自觉性。设计科学合理的运作程序, 加强发展战略规划, 制定过程的规范性和制度性。哪些部门负责调研、制定、实施发展战略规划, 如何有效监控发展战略规划的目标、内容和实施方案, 具体采取什么样的管理方式, 等等, 都要形成书面文件。建立具有战略规划理论知识和实践经验的专业化的发展战略规划队伍和机构。

3. 学校具体规划部门应该明确工作职责, 完善制定发展战略规划的具体管理办法。

首先, 要制定本部门的规章制度, 明确本部门的工作职责、在学校运作系统中的地位和作用以及工作人员的职责和分工;其次, 要完善关于制定发展战略规划的具体管理办法, 包括咨询调研办法、具体规划程序、反馈监督机制等方面的详细规程;再次, 要严格考核工作人员的资质, 从制度上加强专业化队伍建设, 建立一支既具有制定发展战略规划的理论知识和实践经验, 又能够熟练使用各种前沿信息、技术手段和专业工具的专业队伍。

二、构建科学合理的大学运行机制, 为应用型人才培养提供有效的制度保障

目前全国大部分地方高校在大学运行体制方面都缺乏稳定的制度规范, 在具体管理过程中造成了许多职、责、权混乱的现象。管理体制的改革创新是地方高校发展的关键。

1. 拟定适合自身特点的大学管理章程。

大学章程是大学的“最高法”。《国家中长期教育改革和发展规划纲要 (2010—2020) 》明确提出要完善中国特色现代大学制度, 加强大学章程建设。因此, 各地方高校应从完善现代大学制度的目标出发, 充分吸收借鉴西方大学章程的有益经验, 制定适合自身办学特色的大学管理章程。在具体实施过程中, 要组成起草小组, 在充分讨论的基础上, 明确法律依据, 起草《大学管理章程》。主要内容包括阐述学校的发展目标和主要使命;明确党委和行政之间的权责分工和监督制衡、学校和院系之间的权责分工和监督制衡、行政人员和学术人员之间的权责分工和监督制衡;规定学校与社会外部的关系, 等等。

2. 完善学校各层级之间科学民主的决策机制、管理机制和监督制衡机制。

在决策机制上, 大学要充分发挥学术委员会在学科建设、学术发展、学术评价中的作用, 积极探索教授治学的有效途径。其中最关键的是健全议事规则与决策程序。在管理机制上, 要区分行政部门与各院系之间的管理权限。行政部门负责对学校教学、科研等活动进行日常管理, 要精简办事环节, 提高办事效率, 改善管理效能。各院系要通过学术委员会、教授会等方式, 在教学、研究等学术事务上实行具体管理。在监督制衡机制上, 高校要充分发挥学术委员会和教职工代表大会的监督力量, 设置严格的程序, 把学校所有重大事项完全置于全校教职工的监督之下。

3. 构建合理有效的教学和研究激励机制。

要建立科学的教学评价机制, 把奖惩性评价和发展性评价相结合, 专家、同行教师和学生的评价相结合。在具体评价方法上, 摒弃笼统打分的方式, 而是对教学方法、态度、水平的优劣做详细评价。要建立合理的工作业绩考核机制, 坚持全面性、民主性和实事求是的原则。地方高校尤其注意的是, 考核指标体系的设计要与学校的人才培养目标相适应, 杜绝重科研、轻教学的现象出现。要建立以业绩为基础的分配机制, 满足教师的物质需求和自尊需求。要建立灵活的动力机制, 满足教师和学生更高层次的需要。

三、建立开放式特色办学机制, 为应用型人才培养凝聚科学发展的强大合力

开放式办学的核心是解决教育如何面向社会、如何适应社会需求的问题。建立开放式特色办学机制, 能够整合社会的优势资源办学, 为应用型人才培养凝聚发展的强大合力。

1. 深刻把握开放式办学的本质理念。

目前我国很多实行开放式办学的高校存在一个误区, 即把开放作为学校发展的手段, 认为通过开放式办学可以向同行学习, 可以为学校筹款, 可以增加学校的就业率和知名度。这些认识忽视了高校教育的根本目标, 更没有真正领会开放式办学的本质。高校教育的根本目标是把大学生培养成社会需要的人才。高校实行开放式办学的本质精神在于培养学生成为适应社会需求、引领社会发展、承担社会责任的高素质人才。也就是要把教育融于社会, 使教育与社会紧密联系在一起。因此, 一所真正具有开放式办学特色的高校应该遵循育人为本的根本理念, 从教育的最终目标和精神本质的层面理解并把握开放的含义, 而不是仅停留在手段、行动的层面上。

2. 建立教学、科研和社会服务系统的开放式培养模式。

地方高校在进行专业和课程设置以及教学内容改革时, 应该充分了解社会各界对当前专业人才状况的评价以及对未来专业人才的要求, 还要邀请社会各界精英走上大学讲台传授他们在实践中总结出的知识和经验, 并组织学生真正走出校门亲身体会社会的实际需求。大学科研活动应该与地方经济社会发展实际相结合, 以“跳出学校、发展学校”的思路, 使高校有效融入企业和社会提出的前沿课题, 进行前瞻性的、创新性的研究, 并努力促进科研成果向产业化、社会化转化。地方高校还应充分利用自身的人才资源和教育资源优势, 为地方开展多层次、多形式的人才交流和教育培训活动, 鼓励教授积极为地方发展提供智力支持。

3. 营造开放的办学环境。

一方面, 国家和地方政府要为地方高校提供开放性办学的环境支持, 包括为学校创造宽松的学术交流政策、合作办学政策、吸引留学生政策、学科发展政策、教师和管理人员聘用政策, 赋予地方高校高度灵活自主的办学权利。另一方面, 地方高校要以国际教育水平为参考, 努力营造宽松的学术氛围, 允许各种学术观点自由交流探讨;要积极构建科学民主的决策机制和透明公开的沟通交流机制, 把学校管理向师生开放, 广纳意见和建议;同时要把学校管理向社会开放, 通过校外咨询顾问委员会、校友委员会等机制吸收外部的专业性意见, 以达成学校发展的共同愿景。

四、构建政府、市场、社会与地方高校之间的良好机制, 为应用型人才培养创造适宜的环境条件

地方高校人才培养体制机制的创新, 还体现在大学外部制度安排及其环境的良好构建, 具体包括改革政府对大学的监管机制、完善市场对大学的影响机制和引导社会对大学的作用机制。

1. 建立政府对地方高校的新型管理机制。

大学与政府之间的矛盾是现代大学制度建立过程中不可回避的矛盾。目前我国政府对大学的管理方式基本上属于直接管理的方式, 制约了大学学术自主权的行使。要建立现代化大学, 必须把政府与高校之间的直接管理关系逐渐转向法治化的间接管理关系。政府依法行使对大学办学方向和运行模式的有效引导和监管, 角色定位由管制者转变为服务者;高校在法律框架内行使自主办学、自我治理的权利, 角色定位由被管制者转变为自主管理者。这一新型关系同样适合于地方高校与政府之间。地方高校在发展过程中对政府的依赖更重, 更缺乏学术自主权和学校治理权, 因此更需要建立起政府依法间接管理与学校依法自主治理的新型机制。

2. 建立市场与地方高校的良性互动机制。

随着我国计划经济体制向社会主义市场经济体制的转变, 市场在大学发展中的作用一直在强化。在积极意义上, 市场的介入促使高校建立起了竞争机制和效益观念。在消极意义上, 市场化的深入越来越使大学的目标和理念受到影响。很多高校, 尤其是地方高校, 在办学过程中出现了消费者意识、企业盈利式运营和营销手段等市场化理念, 违背了高等教育的根本精神。要想摆脱完全被市场控制的命运, 大学必须找到制衡市场的力量。这种力量从外部来说是政府。政府通过法律手段、行政手段可以在一定程度上缓和市场的负面作用。从内部来说, 大学自身的学术精神和文化是最根本的抑制力量。因此, 地方高校需要重视大学精神的传承, 培育自身的价值理念, 实现学校与市场之间的良性互动影响。

3. 建立社会与地方高校之间的合作机制。

大学与社会之间是双向互动的关系。一方面大学在传播知识、培养人才和科学研究等方面为社会的经济文化发展提供直接或间接的服务;另一方面社会也为大学的发展提供各种必需的专门化服务。探索社会化办学是当前高校改革办学体制机制的重要方向。社会化办学就是建立办学的社会支持网络, 与企事业单位、社会公共组织和个人形成互动办学模式, 整合社会资源推进高校的改革和发展。在与社会的互动过程中, 高校可以获得来自于社会的公益性资金支持、辅助性资源支持、社会声誉支持和有效监督支持。为此, 必须加强高校的灵活性和社会交往能力。作为地方发展的“动力源”, 地方高校更要努力构建与社会的良性互动机制, 以得到来自社会的各种支持。

参考文献

[1]袁贵仁.建立现代大学制度, 推进高教改革和发展[J].国家高级教育行政学院学报, 2000, (2) .

[2]薛澜, 刘军仪.建立现代大学制度, 改革高校人才培养体制与机制[J].清华大学教育研究, 2011, (5) .

篇3：从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

[摘要]以湘江流域为例，将流域利益主体划分为区域之间和流域与区域之间两个层次，通过对这两个层次利益主体行为选择的博弈分析，考察流域污染治理的内在体制要求。分析显示。流域管理的干预是实现区域共同治理流域污染的途径，创新流域污染治理的体制机制，是从根源打破治理不力僵局、发挥长效治理作用的关键。创新湘江流域行政管理体制、探索湘江生态补偿机制等是体制机制创新的政策着力点。

[关键词]流域治理；博弈；体制机制创新

[中图分类号]X321[文献标识码]A[文章编号]1008—1763(2009)05—0137—04

一引言

加快建设资源节约型、环境友好型社会是党的十六届五中全会从我国国情出发提出的一项重大决策。作为世界人口第一和经济增长最快的发展中国家，中国环境友好型社会建设面临的资源环境瓶颈突出的表现在以流域污染为主的水环境问题中。针对各流域污染状况，国家不断加大防治投入。虽然局部有所好转，但整体形势依然严峻：统计显示。我国2008年七大流域地表水有机污染普遍，200条河流409个断面中，Ⅰ～Ⅲ类、Ⅳ～V类和劣V类水质的断面比例分别为55.0％、24.2％和20.8％。流域污染治理效果的难以持久、污染现象“斩草不除根”，将一个严峻的问题摆在了我们面前：如何从源头上遏制水污染的排放，提升流域污染治理能力?特别是，在我国人均GDP接近2000美元的环境与经济敏感时期，我国现有的水环境管理体制与机制应在何种程度、何种范围内做出调整，才能适应根本缓解经济发展与环境容量的激烈矛盾的迫切要求。

纵观流域污染治理研究的实践，多数与此相关的政策建议，要么是模拟环境库兹涅茨曲线EKC分析经济增长与流域环境污染物排放量关系，进而提出当前环境污染的严峻性，集中强调责任和义务；要么是研究投资、经济增长、人口密度、能源开发等影响流域环境的主要因素与污染物的排放关系，却忽视了实际能力和激励机制的制约。本文认为，流域污染治理的长效性、持久性与否，取决于流域管理体制与机制设计中各利益主体的博弈。因为流域作为一种脆弱的资源环境，其管理的显著特征之一就是各管理主体之间行为的相互作用。从博弈分析的角度探索在流域管理与区域管理的结合中具备长效治理功效的体制机制设计，其重要性更甚于博弈分析本身。

本文以湘江流域为例，针对流域水资源统一管理中流域管理与区域管理相结合所存在的问题，把我国流域水资源管理中各利益主体的关系分为区域之间和流域与区域两个层次分别进行博弈分析，从而揭示我国流域污染治理体制机制创新的着力点。

二湘江流域治理的体制机制分析

贯穿湖南全境的湘江全长八百多公里，是湖南人民群众的生命之源，也是湖南省经济的主动脉。湘江流域年均工业增加值占全省的60％以上，其丰富的水资源承担着饮用、能源、渔业、旅游、农业灌溉、工业航运等多种功能。然而伴随流域经济的快速发展和城市化进程的加快，湘江流域各类污染物排放呈逐年上升的趋势。根据《2008年湖南省环境状况公报》，湘江流域全水系符合I类水质标准的断面2个，符合Ⅱ类水质标准的断面9个，符合Ⅲ类水质标准的断面24个，Ⅳ类水质断面2个，劣V类水质断面3个。湘江流域的严重污染成为制约当地社会经济发展，建设和谐社会的重要因素。

随着长株潭城市群综合配套改革试验区的全面启动，大力整治湘江污染，自然是长株潭城市群建设“两型社会”目标的题中之义。为保证湘江流域水环境与水资源的安全，湖南省围绕湘江流域水污染治理和环境保护，相继出台了有关的政策、法律、法规文件，制定了相应的水环境保护专向规划。但现阶段湘江流域治理仍存在着以下几方面的制约：

1流域管理体制不顺畅

我国《水法》规定各地应建立流域管理和行政区域管理相结合的管理体制。但体制的建立旨在有效运行，行政分割下的流域管理体制，忽视了流域的自然属性和流域生态系统的平衡性，容易造成部门分割、地区分割，环保部门在协调各部门和地方利益矛盾时就显得无能为力。在湘江流域管理机构方面，由于缺乏统一的流域管理机构，各行政区的污染责任不清、互相推诿的现象依旧存在。管理体制的创新对于湘江流域水污染的防治至关重要。

2补偿机制不健全

目前湖南省在制定湘江流域水污染防治法规时，面临着这样一种争议：一方面，湘江流域覆盖面积广，流域内环境问题较复杂，对环境监管能力的要求较高，而现实的监管能力还不能满足有效应对复杂环境问题的需要。另一方面，湘江流域上游的永州、郴州等地区社会经济发展比较落后，地方经济难以支撑环境污染治理、污染产业退出和生态环境保护所需的大量资金投入，而下游长株潭地区社会经济发展水平较高，对湘江水质有较强的依赖性。由此可见，建立协调流域上下游的利益补偿机制，促进流域整体协调发展，迫在眉睫。

3相关激励机制不相容

湘江流域水环境保护目前仍主要以政府指令的方式进行管制，经济激励不足；大部分的环境对策往往是针对具体问题具体任务，头痛医头脚痛医脚，而忽略了宏观层面流域内上、下游地方政府之间及其与中央政府之间理性目标的差异，以及由此导致的污染治理激励不足的问题。结果往往是导致这些措施有时难以协调一致，到最后甚至不了了之，无法解决湘江流域污染治理中存在的长期问题。

4环保投融资机制不畅

近年来，我国流域环保投入虽然呈现出较强的增长趋势，但流域环保投入不足仍是我国流域污染治理面临的突出问题。湘江流域环保投入的资金来源主要是政府财政拨款，资金来源渠道过于单一使得其无法满足流域综合治理的需求，加上环保投资结构的不尽合理，更削弱了环保资金的真正作用力，湘江流域环保投融资体系亟待完善。

三湘江流域利益主体的博弈

运用博弈论分析流域管理主体间的行为选择是了解流域治理体制机制可行性的重要途径，为此本文在分析时把流域管理各方之间的博弈区分为区域之间和流域与区域两个层面进行。

1对湘江流域各市区域行政部门之间的行为进行博弈分析

湘江流域跨越湖南八市，湘江流域污染的治理关系到八市的共同利益，需要各方的协调与合作。为提高代表性，本文忽略湘江流域各市在地理位置、流域治理任务和治理难度上的差异，将参与博弈的各区域简化为区域A和区域B。区域行政部门的流域污染治理行为选择为“合作、不合作”，并假定各区域进行合作治理的成本均为C，双方合作所得收益均为R，其中C

如果区域A和B都选择“合作”，双方的共同努力有利于流域污染的高效治理，两区域都因得到更好的发展环境而获益，则区域A、B所获净收益均为“R—c”；如果区域A与B都选择“不合作”，流域污染无人治理的现象将严重影响两区域地方经济发展的环境基础，则两区域均受损，记为收益“一

R”；如果区域A在区域B“不合作”时选择“合作”，因为单方面的合作无法获得有效治理而将发生无效益的成本，且区域A还会受到区域B不合作的负外部性影响，所以区域A需承担的成本包括自身投入以及因区域B不合作而造成的部分损失，总计收益“-R1”，该损失额大于双方合作的净收益额，即R1>R-C，而区域B选择不合作获得了独立发展，但仍需承担自身不合作造成的部分损失，总计收益“R2”，该收益额大于区域A、B共同合作时的净收益额，即R2>R—c。反之亦然。

据以上分析得到收益矩阵如下：

当区域A选择“合作”时，区域B的选择“合作”的收益为“R—C”，选择“不合作”的收益为“R2”，所以区域B选择“不合作”优于“合作”。当区域A“不合作”时，区域B“合作”的收益为“-R1”，“不合作”的收益为“-R”，所以区域B的占优策略是“不合作”。同理，区域A的占优策略也是“不合作”。因此该博弈存在一个占优策略均衡，即(不合作，不合作)，双方收益为(-R，-R)。可见，该非合作博弈的结果是使得区域A、B的收益均小于双方合作时各自的收益。这一分析结果表明了在无外力作用情况下区域治理流域污染的无效。

要改变这种区域管理无效的状态，只有通过外力的作用引导区域合作博弈均衡的实现。实践表明，流域管理的介入是改变这一现状的关键。也就是说，只有加强流域管理。才能在区域间建立强有力的约束，并在流域范围内实现区域之间的有效合作。

2对流域与区域层次主体进行博弈分析

湘江流域的治理通常会涉及到湘江流域管理机构和湘江流经的沿途入市各个行政部门之间的管理问题。为便于讨论，我们把湘江流域沿途入市各行政部门视为一个整体，简称区域行政部门，建立起流域管理机构和流域内区域行政部门间的双寡头模型。流域机构的在流域污染治理中的行为选择为“监督、不监督”，区域行政部门可选择“合作、不合作”，假定流域管理机构关心的是整个流域的环境状况并会对有损流域正常管理的部门进行查处，实施监督是其份内职责。

在流域管理机构实行“监督”的前提下，如果区域行政部门“不合作”，区域为追求自身利益实行的地方保护主义可能会损害整个流域的正常管理，因而受到流域管理机构的查处和处罚，其收益记为“-Y1”；另一方面，流域管理机构监督的收益为零。如果区域行政部门间选择“合作”，区域的共同努力为流域的合理开发利用和可持续发展打下了基础，区域行政部门因此将获得一定的长期利益，其收益记为“Y2”；另一方面，流域管理机构由于流域管理得到有效的运行而得到“x”的收益。

流域管理机构“不监督”时，如果区域行政部门间“合作”，由于流域管理机构监管的缺失，无法建立起从长期保证区域行政部门问“合作”行为的机制，区域的合作事实上只存在短期效应，流域可持续发展得不到保证，区域行政部门的收益应为零；另一方面，流域管理机构无法获得实质性的得益，其收益也为零。如果区域行政部门“不合作”，区域追求自身利益的行为使其获得一定程度的独立发展，且不会因不合作受到流域管理机构的监管和查处，其收益记为“N”；另一方面，流域管理机构在一定程度上的失察，对其而言有一定程度的譬如威信下降等负效用，其收益记为“-M”。

据以上分析我们可以得到如下收益矩阵：

由该模型可见，博弈双方的合作是存在可能的。能有效协调各部门之间利益冲突的流域管理机构和流域管理模式的建立是博弈双方合作的基础。依靠流域管理机构广泛有效的协调力，区域行政部门迫于严格的约束机制会倾向于选择合作的道路；另一方面，流域管理机构也会因为存在各部门追求自身利益选择不合作的可能性而进行监督。

四结论与政策建议

1创新湘江流域管理体制

湘江流域的综合治理涉及环保部门、各市农业用水管理部门、工业用水管理部门、城乡生活用水管理部门、水利部门、运输部门等多部门，湘江用水、管水、治水等工作基于行政区划分别由不同部门管理的局面，使得各部门的职能存在交叉和重叠现象，大大影响了治理的效果。创新湘江流域综合治理的行政体制，旨在以流域管理与区域管理相结合为基础，建立流域水资源和水环境的统一管理机构，提升流域综合防治能力。

笔者建议，按照湘江流域水功能区划和地区社会经济状况，适当照顾行政区划的完整性，将湘江流域划分为几个区域，成立湘江流域管理委员会，旨在加强湘江流域治理宏观管理。管理委员会直接隶属于国家环境保护部，由国家财政支持，代表国家环境保护部进行监管和协调。同时，建立区域管理办公室，管理办公室由省政府主管领导任主任，成员由入市政府主管领导及各市环保部门、水利部门、经济发展部门、农业部门等的负责人组成。这样建立起来的体制，有助于全面实现湘江流域水环境和水资源的统一治理，既不失平衡流域各方利益的公正性，也使得区域管理具体到位。

2探索湘江流域治理的生态补偿机制

探索湘江流域生态补偿机制也是建设“两型社会”的一大构想。湘江流域生态补偿机制的建立要按照可持续发展的要求，坚持污染者赔偿、受益者补偿的原则，循序渐进地进行，以在长株潭实行生态补偿试点为起点，逐步推向整个流域。

初期长株潭试点实施阶段，笔者建议考虑项目带动与受益者补偿和污染者赔偿相结合的做法。项目带动即上游地区市县需围绕本年要开展的环境保护工作来做项目申报，省级财政部门结合环保部门意见和计划对各市县的申报予以评估和批准。在实行受益者补偿和污染者赔偿时，补偿或赔偿主体的判断要考虑水质和水量相结合的原则，为此我们引入“污染当量”的概念。污染当量表示了不同污染物或污染物排放量之间的污染危害和处理费用的相对关系，在判断各企业补偿或赔偿主体地位时，先计算各企业排放口征收污水排污费的前三项污染物种类的污染当量数，然后根据该三项污染当量数加总得出的总污染当量数确定其是“非超标排放”还是“超标排放”污染物的企业，从而确定该企业补偿主体或受偿主体身份，分别进行达标奖励和不达标赔偿。在补偿机制于湘江流域推广阶段，可考虑下游补偿和上游赔偿、项目带动、异地开发等多种方式相结合的做法，通过分阶段引入市场机制，综合运用经济手段与行政手段，逐步形成责、权、利相对应的规范有效的生态补偿运行机制。同时，政府应建立湘江流域生态补偿专项资金。生态补偿专项资金一部分来源于原有与湘江流域生态建设和环境保护相关的专项资金，一部分来源于政府财政新增的资金。为扩大专项资金来源，可考虑在水价中附加湘江水资源保护资金，利用价格杠杆促使人们自发维护流域环境；或对相关企业实行环境治理备用金制度，规定湘江取水企业和排污企业应分期交纳治理备用金。生态补偿专项资金每年由湖南省政府统一划拨，专款专用。

3创新行动激励机制，调动全社会参与环保积极性

在内化污染行为所造成的外部性的过程中，政府起着十分

重要的作用。将环境优先的理念贯彻到地方政府流域污染治理的政策选择中可以有效推动长株潭建设“两型社会”的步伐。为保证政府对湘江流域环保投入的稳定，笔者建议根据绿色GDP原则合理确定流域环保投入与GDP之间的恰当比例关系，将这一指标作为官员政绩考核的指标之一，并配合“以奖代补”的激励性财政转移支付，以充分调动政府流域环保投入的积极性。同时落实政府环境问责制度，按照量化指标、明确责任的原则，严格奖惩，并向社会公布考核结果。

为加强企业行为环保激励，首先对企业拟建项目实行“流域限批”，严格执行环境优先的发展制度，不符合标准的不得跨入门槛。其次要按照制订的污染防范与治理的一整套可操作性规章对工业企业进行全程监控，确定企业“污染类企业”或是“非污染类企业”身份，对不同身份企业的奖惩分前期和后期两阶段进行。在前期政府应加大对“污染类”企业的处罚力度，并给予“非污染类企业”较多奖励，高额处罚所得资金可直接用于高额奖励，财政配以适当补贴。在后期随着受罚企业大大减少而获奖企业增多的状况的出现，政府可取消对“非污染企业”的高额奖励，同时继续加大对“污染类企业”的处罚力度，甚至采用严厉的行政手段逼停整改。在最大限度节省财力的基础上，利用奖惩差充分发挥财政补贴的杠杆作用，提高流域环保效率，并从根本上为湘江水环境安全提供了保障。

公众是环保事业进步永恒的推动力。参考国际上成功的流域公众参与机制的做法，我们建议实行湘江流域水污染防治联席会议制。联席会议成员除各县市政府官员和环保局官员外，还应包括一定人数的公众代表。公众代表通过自荐和选举的方式自各地各行业产生，要求具有环保的强烈意识、高度热情和一定的专业知识，负责协调公众意愿与政府行动。联席会议还设立顾问专家组提供技术支持和咨询。同时，联席会议制度还可邀请投资者或投资者集团参与，各类水理事会、行业协会等作为非政府组织在决策的讨论过程中充分发表意见，使决策具有广泛的透明度和可操作性。

4改革税费管理体制，谋求流域综合治理

我国初步实施了征收排污费的办法来约束企业排污，但收费标准过低使得排污费功效大打折扣，达不到预期效果。在我国开征一般环境保护税条件尚不成熟的背景下，我们可考虑对我国境内一切流域污染行为单独开征流域污染税。以排放流域污染物行为的单位和个人为纳税人；综合考虑对流域污染行为的惩罚性和企业的承受能力设计税率。同时对那些生产和使用防污治污设备的企业、积极研究防污治污技术的单位和个人给予一定的税收优惠。流域污染税的开征，配合政府对湘江流域的直接管制，以及推广我国正在试点的排污权交易手段，多管齐下，综合治理湘江流域污染。

篇4：从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

一、政府主导, 部门协调, 村民参与

科学规划是重中之重, 争取治理规划的可行性、科学以及实效性, 配合专家的指导, 对各个试点的小流域进行实地的详细规划, 特别是对治理区的各种治理措施以及标准作出明确的规定, 做到“治理有目标, 实施有规划, 施工有标准, 推进有措施”。县政府须与各级政府组织签订治理工程责任书, 明确各级干部的领导职责。在治理工程中, “尊重群众的想法, 保障群众利益”[2]。实施公示制与合同制并重的制度, 在治理任务确认后, 由县政府进行确认后公布, 保证广大人民群众对工程的监督权利, 同时各级乡镇政府要增强责任感和紧迫感, 充分调动广大人民群众的积极性, 不断的协调工程建设的各方力量, 促使工程可以顺利、快速进行。

二、统分结合, 分步治理

小流域治理工作应该注重统分结合的原则, 这是一项比较大的工程, 因此所动用的人力物力都是巨大的。治理目标的综合性, 治理项目的多元性, 治理人才的多协同性, 投入资金的可观, 就必须有大的规划, 也有小的治理方式, 编制规划进行统一性, 综合性、全面性治理。分步治理的实施流程也是一样, 由大到小, 由简单到复杂, 这是规范小流域治理工作的重中之重。生态清洁治理建设涉及的部门广、行业多, 专业跨度大、任务量重, 因此必须要由政府主导, 各个部门协同配合, 将资源整合起来, 提高各个部门的效率。同时, 以城带乡, 加大财政的补偿力度, 特别是对于那些需要很大的资源投入的项目, 应该从充分的考虑城乡协调发展和生态补偿的角度去衡量, 争取各种财力支持, 加快促进经济发展。

三、科学管理、科学规划

在小流域治理工作中, 必须明确指导思想, 即“落实责任, 科学组织, 强化指挥, 长效建制”[3], 保证整个治理工作的顺利进行, 由政府成立专项的综合治理小组, 然后设立各级组织, 明确责任落实, 加强领导的组织作用, 把领导的领导职能摆到重要的位置。成立领导小组, 协助管理年度计划的制定和落实工作, 同时, 监督考核和年度检查都是很重要的环节, 以争取工程建设的顺利实施。

工程建设必须坚持建设管理兼顾的原则, 做到既能建设好, 又可以管理好。在小流域的建设中必须考虑其所在区位的实际特征, 严格控制水资源的利用, 优化配置各个行业的用水情况。坚持将水权下放, 下放到区、镇、乡等等, 强化落实各项水权管理制度, 全面推行阶梯水价制度, 做到水权向高效优势产业倾斜, 在工程建设中, 尽量减少采用混凝土等硬化措施, 多采用生态自我修复或者物种本土化的措施, 提高土壤抗蚀性, 满足小流域的生态型需求。在政府的层面上, 坚持“预防为主、防治结合”的主要方针, 研究制定适合各个地区、各个区域的实际政策措施, 加强对小流域活动的监督管理措施, 减少人为的破坏活动, 坚决杜绝水资源的开发乱象, 以保护治理措施的顺利实施, 保障治理成果的顺利实现。

四、长效机制的建立

小流域治理的关键是“建立长效机制, 确保可持续发展”[4]。如何使得治理工程法制化、制度化显得十分重要。包括可靠的投入机制, 专业化的管理团队, 以及相应的法律保障。将建立小流域的生态机制需要给各级政府的目标和成绩纳入考核办法, 这是建立长效机制和确保可持续发展的关键。由于参与项目的人员知识水平有限, 加上有新的理论不断的出现, 加强学习小流域建设的相关的技术知识是十分必要的。可进行分组培训, 在学习的过程中注重学习与实践的结合, 在交流中掌握知识技能, 更好的履行小流域治理的任务。

十八大工作报告中将生态文明提到了前所未有的高度, 旨在促进经济的持续快速发展的同时, 不断的改善环境 (保障水土资源的可持续利用) , 使得人民可以真正的享受经济快速发展的同时, 享受生态、宜居生活。群众中对小流域的治理存在的误区有很多, 一些群众认为水土流失治理与否, 根本不影响经济的发展;也有群众认为水土流失的治理实际上是一种没有利益回报的做法, 这种只注重眼前利益, 不注重长远利益的现象是目光短浅的, 我们应当制止。同时, 我们应当积极宣传, 使得广大群众认识到治理水土流失的重要性, 充分的调动广大人民群众的积极性, 为全力投入治理工程打下坚实的思想基础。

参考文献

[1]牛翠民.盐池县李记沟小流域治理的经验与成效[J].甘肃农业, 2013, (18) .

[2]牛红丽.小流域治理管理项目做法及成效[J].北京农业, 2014, (12) .

[3]王秀娟, 盖丽军.明水县小流域治理落实五项措施[J].水利天地, 2008, (6) .

篇5：从科层到网络:流域治理机制创新的路径选择

近年来,伴随经济社会的持续发展、用水需求不断增长和水供给结构变化,致使水资源开发利用关系发生了较大改变,供需矛盾日益突出,水资源短缺、水污染和水生态环境恶化等问题已经成为我国国民经济和社会发展的严重制约因素 ,水资源环境对实践管理提出了新的挑战。日益严峻的水资源问题似乎在向我们发问:如何治理才能有效改善现有流域水资源环境?这也是理论上亟待研究的突出问题。

已有流域治理的研究文献,从内容上来看主要是围绕水质污染和水量分配问题展开的。目前,跨区域流域水量分配问题已得到相对较好的解决,由国家对全流域水资源实行统一管理、统一分配(王浩,2010年)[1]。但水质污染问题一直未找到妥善的解决方案,理论研究主要集中于水污染治理机制(易志斌,2009年[2],2010年[3];张紧跟,2007年[4];施祖麟,2007年[5];杨妍等,2009年[6])和水环境管理体制(王金霞等,2004年[7];金帅等,2010年[8])设计规划两方面。研究方法上常利用博弈理论(尹云松等,2004年[9];魏守科等,2010年[10])和利益相关者理论分析各利益群体的利益诉求和生态补偿机制安排(郑海霞等,2006年[11];马莹,2010年[12];陈学斌,2010年[13]),寄希望于通过这种安排使得流域利益主体能积极参与治理。尤其是近年来,该问题的研究趋向于重视利益相关者的利益诉求,并尝试从经济和社会理性人角度分析其行动逻辑(徐辉,2011年),认为合作与冲突解决(陈梅等,2010年[14];王俊能等,2010年[15])是影响各利益主体是否配合治理的关键影响因素。然而,由于流域具有天然的上下游属性特征,主导治理的流域属地政府目标函数并不一致,使得污染治理问题变得复杂化。王勇(2009年)[16]通过对产权具有排他性、收益性和可交易性三个特征的分析认为流域地方官员权力产权具有存在的基础,导致了区域政府个体从自身目标函数出发的“理性自利”行为,这种行为在流域治理中会演变成对本区域污染事件的宽容和庇护,产生区域经济活动的负外部性。他力图从政府间多次博弈、区域公民迁徙和官员理性自觉等角度解决权力产权的负外部性,以期望上下游政府合作治理成为可能。唐国建(2010年)[17]指出目前以一级政府下属的环保局为主体的跨界流域水污染联合防治机制,实质上是政府之间的共谋行为。他认为该机制有效地协调了上下游的利益博弈,一定程度上遏制或避免了因经济纠纷引发的突发性事件,但由于联防机制将污染事件信息控制在内部,其结果往往是加剧了污染。

国外学者在类似于流域这种公共资源治理问题研究时,认为利益相关者的利益安排事关治理绩效(Eden&Ackermann,1998年)[18],利益诉求分析可以更好的理解各群体利益现状和潜在冲突(Friedman&Miles,2006年[19], 2004年[20])。按照Grimble & Wellard(1997年)[21]研究公共资源管理问题时对利益相关者的定义,即“利益相关者是那些资源保护目标绩效影响的或被影响的任何组织或个人”,实际上,治理绩效就是一个有关流域各利益相关者收益和损失如何解决而产生的积极或消极影响的问题。国外一些成功的流域管理如流域行政管理机构、委员会、理事会、联合会等模式的形式和作用与它的历史和社会环境有着密切联系,其管理模式取决于国家政体、流域问题和流域社会文化背景。这些模式在各自区域内已较好地解决了利益相关者权益问题,因此取得了相应的成功。而在中国,不同流域利益相关者的利益分配、权利归属与损益并没有形成对称均衡状态,因此潜在的冲突不断,共同参与治理举步维艰。

笔者梳理文献发现,虽然国内一些学者或明或暗的揭示了这样一个道理:流域各主体的利益诉求安排与实现程度会对治理结果会产生显著影响。但遗憾的是,已有的研究分析多从单一主体的角度进行的,未能在同一时空环境下把不同主体放在一个框架内进行收益成本函数分析,因此,提出的政策建议不免会顾此失彼。而且中国的流域治理问题不能简单的基于现状分析,有必要从历史到现实逐步展开,因为很多现存问题是有历史渊源的。中国的流域治理模式实际上是动态演化发展的,这种制度变迁引致了主要利益相关者的利益诉求发生了变化。研究结果表明,这种变化是在相对稳态的治理格局中演化到政府强制介入的治理现实,而且污染问题伴随工业化发展和政府介入治理而变得复杂和低效率,究其原因,是因为我们违背了这样一个简单的逻辑:打破原有的治理格局确立新的治理模式并获得广泛支持,需要满足的条件是各利益主体的福利或效用函数是改善的而不是降低的。循此逻辑,按照以下顺序安排了研究内容:第二部假设流域核心利益主体为原生态农民、企业和政府,但早期企业和政府尚未介入流域环境之中时,流域自我治理的实现条件;第三部分介绍伴随经济发展企业进入流域环境之后的治理模式;第四部分讲述污染加剧致使政府强制性介入的各方收益函数及面临的治理困境,以及改变地方政府GDP绩效考核指标时有效治理的实施条件。第五部分为总结归纳了不同约束条件的治理困境以及均衡解条件。最后第六部分是简要的结论和评论。

1 原生态流域的简单治理模型

目前,以政府为主导的流域水质治理格局并不是和国家政府同时出现的。古代历史上虽有政府参与河流域治理,主要是治水(量)。因此,水质污染治理问题实际上是伴随工业化发展而逐渐演变而来的。中国的流域治理模式贯以政府为主导,主要是因为伴随工业化发展,作为公共资源的流域水资源状况一直呈现恶化态势,于是政府强势介入治理。政府介入的理论支持是因为私人没有保护公共资源的激励,秉持公共利益的观点认为只有无私人利益的政府才能提供公共资源治理的制度供给。这里隐含着一个假设,即政府作为第三方是高效运行的,无私的,能够甄别污染者,制止污染行为并进行严厉的惩戒以防后患。为了弄清楚政府主导治理是否能真的高效运行,有必要去分析流域治理发展的演变过程,这一过程的演变伴随着利益格局的调整以及水资源环境状况的变化,对于分析治理“症结”有重要作用。

首先,假设存在一条河流域Ai段,Ai不存在排污和取水的工业企业,政府也没有介入对水质进行监测治理,这里存在的利益主体只有原生态的居民(一般均指流域沿岸居民),且不存在上下游的外部性问题。在没有政府强制治理的情况下,流域沿岸的居民依赖相互之间的关系型契约(Levin,2003年[22])来遵守河流域保护约定,假定居民是理性的。用uj表示j期流域沿岸居民合作治理时的净收益,应包括灌溉种植、养鱼、捕鱼、依赖河流放牧养殖等收益。居民违约表现为随意往河流里倾倒垃圾,不遵守约定规则取水或者进行捕鱼放牧等机会主义行为。t表示合作治理履行的时期,是随机变量。pt表示遵守保护契约规则持续 期的概率,由于是偶然的,因此pt不依赖于的现在或过去的收益,很可能依赖于未来的收益。设定居民之间虽然不知道什么时候契约(主要是无形的约定)终止,但却知道终止概率,也就是说可以推测某人违反约定的可能性,因此有∑∞0pt=1。用q1表示合约持续时间超过t期的概率,qt=∑∞t+1pj,则合约的时间期望E(T)=∑∞0tpt=∑∞0qt,显然E(t)是无限的。

问题是:给定t期合作终止的概率,则当j<t时,收益uj是不是与t有关。理论上来说应该是没有关系的,因为合作终止是随机的,不是确定性的,如果是确定性的就会落入一次性博弈格局,也就说双方会在第一次合作后就可能终止合作。进一步思考,合作终止的概率是不是与合作期限相关?

先来考察沿岸居民各自的期望收益,定义st:

$s{}_t={\displaystyle {\sum }_{j=0}^{t}u}{}_j(1)$

表示持续t+1期参与流域保护的居民合作治理中的总收益。st的概率是pt+1,则合作治理持续t期的期望收益

$E(u)={\displaystyle {\sum }_0^{\infty }s}{}_{t}p{}_{t+1}(2)$

也可以表示为:

$E(u)={\displaystyle {\sum }_0^{\infty }q}{}_{t}u{}_t(3)$

如果合作治理中的一方(居民1)违反合约,那一定是因为居民1认为停止合约比维持合约的状况更好或者有更大的收益,这类似于合约自我实施协议的逆选择条件,合约人会做出自己收益最大化的理性选择(Telser,1980年[23]; Klein&Leffler,1981年[24])。用δut表示在t期居民1终止合约的增量收益,不难发现,δut=(0,…,δut, -ut+1,-ut+2,…),也就是说在t期之前居民遵守合约的增量收益是0,违反治理合约之后遭到不合作惩罚而导致-ut+1,-ut+2,…的损失(这是完全可能存在的,比如居民自治组织限制居民1在种植季节取水,或限制其捕鱼等惩罚)。那么居民1的净收益可以表述为:u+δut(t+1终止)。

因此:

$E(u+\delta u{}_t)=E(u)+q{}_t\delta u{}_t-{\displaystyle {\sum }_{t+1}^{\infty }q}{}_{i}u{}_i(4)$

可以看出:当满足

$E(u+\delta u{}_t)-E(u)=q{}_t\delta u{}_t-{\displaystyle {\sum }_{t+1}^{\infty }q}{}_{i}u{}_i\le 0(5)$

则居民1坚持合作比违约行为得到净收益更大。显然,净收益ut取决于交易时期t,而净增收益δut取决于居民违反合约所得的收益情况。所以问题的研究就演变成了制定一个自我实施❶的协议,寻找是否存在着一个{ut}满足条件式(5)隐含的增量收益δut,以促使居民自我履约的期望收益E(u)实现最大。

条件式(5)是保护合约自我实施的基本条件,决定合作治理是否可以持续履行。根据合约自我实施理论的观点,对合约机会主义❷者最大的惩罚就是停止与其合作,如果停止合作的惩罚(预期损失)小于居民的违约收益,也就是E(u+δut)-E(u)>0,那么居民违约行为就会显著发生。既然δut是居民在t期停止合作的增量收益,δut≥0实际上是一个相对弱的约束条件,因为这个条件不足以说明机会主义行为动机。通过式(5)可以看出,某个{ut}的存在对合约自我实施是一个重要的激励条件,而{ut}与δut之间的关系将会决定最终的结果。

假设1:ut与δut存在负相关关系,则满足δut=a0-a1ut,其中:a0,a1>0。

不难看出,当ut≥a0/a1时,δut<0;此时,该合约一定是自我履约的,因为违约是非理性的,只能造成损失,那么该合约一定可以实现自我履约。

推论1:原生态状态下,居民保护流域水资源的关系型契约收益ut与违约的增量收益呈相反变动关系时,有益于流域保护。也就是说流域保护所得到的公共收益若能在居民之间公平分配,每个人的收益ut是不断改善的,那么居民违约的动机就会降到最低。

如果ut与δut不存在负相关关系,而是同比例增减的变动关系,问题就会变得复杂一些,因为此时变动的幅度,是不是存在着某个临界值,或者变动的比例关系可能都会影响最终的合作治理效果。

假设2:ut与δut按比例变动,即存在着

$\delta u{}_t=\beta u{}_t,\beta ＞0(6)$

结合式(5),合约履行的充分必要条件是

$\beta u{}_{t}q{}_t\le {\displaystyle {\sum }_{t+1}^{\infty }q}{}_{i}u{}_i(7)$

在分析结果之前,先考虑两种情况:

①令utqt=rt,r∈(0,1),那么,条件式(7)相当于满足β≤r/(1-r)。如果β=1,则可得到r≥1/2。如果β=2,则r≥2/3。也就是说当ut与δtut同比例变动时,需满足utqt≥(1/2)t;δut与ut之间2倍比例变动时,需满足utqt≥(2/3)t。当然,可以类似的方法求解任意β>0时,需要满足的第t期风险收益utqt的充分必要条件。

②令utqt=t-α,α∈(1,∞),则条件式(7)

${\displaystyle {\sum }_{t+1}^{\infty }q}{}_{i}u{}_i={\displaystyle {\sum }_{t+a}^{\infty }{\rm T}}{}^{-\alpha }=\left[\frac{1}{\alpha -1}\right][1/(t+1){}^{\alpha -1}]$

令α=1+σ,则充分必要条件式(7)可表达为:

$\beta (t+1)\sigma /t{}^{1+\sigma }\le 1/\sigma (8)$

对所有的t≥1成立。不难看出,条件(8)不等式左边β(t+1)σ/t1+σ是随着t增加而不断变小的单调减函数,则当t=1时将会取得最大值,因此:β2σ≤1/σ是条件(8)成立的充分必要条件。

推论2:如果违约收益与履约收益呈同比变动关系,关系契约的期限越长,则流域保护契约越容易被遵守。因此居民之间长期稳定的契约关系是维持治理的关键因素。

实际上,在原生态流域治理状态下,E(u+δut)-E(u)≤qtδut-∑∞t+1qiui是相对稳定的,也就是说居民都会去遵循这个约定的规则,从而共同赖以生存的河流可以保持完好。此时居民基本上都是风险规避的,不愿去冒风险,因为违约收益不可控,和自己的努力实际上没有直接关系,理性的居民会认为遵守约定反而可以获得相对稳定的收益而且免遭惩罚。此外,也不会发生类似于委托代理合约中敲竹杠现象,因为居民也不会有任何的激励去为河流保护多做一些专门的智力或体力投资而具有威胁的能力,所有人处于相对平衡的状态。这并非理想,这种治理模式广泛存在于世界各地,Ostrom(1990年)所界定的公共池塘资源[25]就是一种自我实施的治理机制,不是依赖于政府,而是依赖于组织群体内部自裁。在没有政府参与流域治理的很长一段时间里,流域基本上都是依赖于自我实施实现治理的,流域沿岸居民之间存在着一种稳定的关系型契约,维持各方共同保护赖以生存的河流以进行灌溉取水、渔猎和放牧。

伴随工业化的发展,企业逐渐发展起来,尤其是耗水耗能行业,通常依水而建,此时,情况会发生明显变化。

3 企业进入的流域治理模型

工业化进程促使大量的私营企业迅速发展起来,地方政府以GDP作为官员考核指标的政治锦标赛制度(周黎安,2007年)[26]为不计社会成本的盲目企业扩张提供了隐性支持,大量的资源消耗型企业开始建立在河流两岸谋求发展便利。除了传统的居民,作为后来者的企业开始成为关键的利益相关者与居民争夺水资源。为了能够顺利取水,企业采取补偿和雇佣的方式安抚当地民众。从而在居民与企业之间形成一种水资源使用的合约关系。用Cs表示补偿水平,也是企业的补偿成本,雇用成本为W(工资水平),企业收益为Y,企业缴纳税费为Tg,污染处理成本为Cp。

假设3:企业是理性的,企业的进入不仅有利于自身发展,而且改善了当地居民的福利水平,且流域治理存在外部性。

不难看出,企业能够使用流域水资源需满足:

$E(\dot{u}+C{}_s+W)\ge E(u)(9)$

且

$E(Y)\ge E(C{}_s+W+{\rm T}{}_g+C{}_p)(10)$

即居民认为作为后来者的企业若想使用水资源应保证获得补偿和雇佣收益大于没有企业进入时的原生态收益水平,也就是说企业的进入福利改善了他们才会同意。但企业不同于居民,其风险偏好度要大于居民,因为具有自主权,其自身的经营行为会影响其最终的收益,从而企业具有改善现状的内在激励。

在技术水平T短期难以改变的情况下

$Y=f(C{}_s、W、{\rm T}{}_g、C{}_p、E、\overline{{\rm T}})(11)$

式中:E为员工的努力程度,一般来说它是工资W的函数,$W(\dot{E})\ge 0$。

因此,企业可以改变的只有Cp,企业的污染处理成本越大其运营成本就越大,同等条件下利润水平就会下降,它与Y呈负相关关系,企业具有降低Cp以增加利润的激励。所以在现有境况下,企业会减少污染处置,而直接向河流里排污降低运营成本,此时企业违约增量收益δYt较大。

降低Cp会造成 的下降,但由于补偿水平Cs和工资水平W的存在,产生污染后的居民期望收益E($\dot{u}$)下降由$E(\dot{u}+C{}_s+W)$替代。因而企业的污染行为似乎变得正常,似乎居民和企业的利益都改善了。值得注意的是,这种存在于居民与企业之间的默许合约似乎逐渐向委托代理契约转变,居民逐渐演变成了委托人,寄希望于企业自觉遵守约定,保护环境,企业演变成了代理人,履行这种河流保护契约。但令人遗憾的是,因为$E(\dot{u}+C{}_s+W)\ge E(u)$的存在,委托人居民与代理人企业之间的流域水资源保护契约已不具备约束力,合约的惩罚条款也不再具备可置信的威慑力。

污染很快就会被稀释或流向下游地区,当地企业引起的污染并没有对当地居民造成实质性损失。因此,让居民来监督企业的污染行为并进行制止,实际上缺乏激励条件。现实流域污染事件,也验证这一点,民众没有足够的动力去监督制止排污企业,很多沿岸居民本身就是污染企业的员工,成为利益的一分子,企业利润高低和他们的薪酬奖金是直接挂钩的。而且地方政府也会因为企业效益改善而受益,这会增加地方政府的财政收入来源,而污染造成的社会成本实际上已经伴随流域的外部性而被下游地区分担了。因此,这种状态下,流域环境必然是持续恶化的。

推论3:由于流域作为公共资源具有的外部性特点,污染引起的个体收益E(u)至E($\dot{u}$)下降幅度会小于预期,而且会被更好的福利状态$E(\dot{u}+C{}_s+W)$替代。从而流域民众缺乏监督并制止企业污染行为的有效激励。

4 政府介入下的治理机制分析

持续恶化的环境意味着企业发展已造成了严重的社会负担,而收益却归私人所有,陷入公共资源使用困境。政府在这种被动的状态下卷入了流域公共资源治理。之所以是被动,是因为政府的介入很急切,尚未准备好问题的妥善解决方案,而是哪里最为严重,哪里重点整治。一些污染的工业企业被关停了,但农业污染问题又逐渐严重起来,农民较高的期望收益对资源环境造成了过度的开发利用,使得化肥农药、垃圾也成为水资源污染的重要来源。因此,迫切需要一个这样的治理逻辑:治理的目标应是福利改善而非福利降低,否则,民众无积极性参与,治理陷入困境。

既然政府强制介入,按照政府规制(Peltzman,1976年[27];Mitnick,1980年[28])的观点政府以追求公共利益改善为目标而无私人利益的话,可定义政府期望收益:

$G{}_t=g(\theta 、C{}_s、W、{\rm T}{}_g、{\rm T}{}_p、\overline{{\rm T}})(12)$

式中:θ为社会公共利益。

于是,政府向现有的流域企业提出了三种解决方案:关停(Yt=0)、污染处理(Cp)、征收污染重税(Tp)。此时,政府、企业和沿岸居民三者之间又重新签署了一份新的契约,不同于先前的契约关系,政府急于实现治理目标而演变成治理合约的委托人,企业和居民则演变成了履行河流保护政策的代理人。显然,委托人与代理人之间的契约是不完全的。考虑以下几种情况:

假设4:政府是理性的,机构运行高效,无私人利益,其对河流保护合约履行的监督是有效的,能够甄别、制止并惩罚所有的污染行为。

鉴于政府强有力的执行监督能力,对居民和企业形成了强大的威慑力,企业须严格履行合约,否则只能关停,即Yt=0。显然,企业并不愿意如此,因为关停会造成大量的沉没成本而无法收回,企业会选择继续运营。此时企业的收益函数会增加Tp。于是:

$Y{}_t=f(C{}_s、W、{\rm T}{}_g、{\rm T}{}_p、C{}_p、E、\overline{{\rm T}})(13)$

比起式(11),企业的运营成本显著增加,而且原来可以节省的Cp也必须投入。根据式(3),企业的预期收益应为E(Yt)=∑∞0qty1,违约收益为δYt。由于违约收益δYt≤0,因此企业会严格遵守流域治理政策约定。但存在$Y{}_t(\dot{\theta })\le 0$,即相对于没有θ时,政府为实现公共利益而推行的流域治理政策会导致企业收益Yt下降。

但企业持续经营的期限同样受到约束,根据式(10)可知,在政府强势治理的介入之下,必然满足E(Y)≥E(Cs+W+Tg+Tp+Cp)时,企业才会长期经营下去。否则,预期支付E(Cs+W+Tg+Tp+Cp)会使企业长期亏损下去,企业会在未来的t期选择停止生产经营。此时,政府税收水平(Tg+Tp)会减少,当地居民补偿和工资收益水平(Cs+W)也会因企业停产而下降。

于是政府陷入执行治理决策的困境之中,理性的政府会考虑治理目标收益g(θ、$\overline{{\rm T}}$)与g(Cs、W、Tg、Tp、$\overline{{\rm T}}$),显然,公共利益g(θ、$\overline{{\rm T}}$)是污染治理政策执行力度的单调增函数,即较少污染必然会增加全社会公共利益。而地方政府在执行污染治理政策时,其收益函数g(Cs、W、Tg、Tp、$\overline{{\rm T}}$)是递减的,会因为企业效益不佳或停产而面临失业人数增加,居民收入减少以及GDP增速下降。而且地方政府无法感受到g(θ、$\overline{{\rm T}}$)改善而带来的实际收益,而且流域各地政府执行的力度会直接影响污染防治效果,这就导致地方政府在执行政策时陷入公共利益与地方政府利益选择的困境。面对居民大面积使用农药化肥等污染行为,遵循同样的分析逻辑。

推论4:在同等技术条件$\overline{{\rm T}}$下,政府简单粗暴的介入流域治理,可能会导致社会福利的部分损失,尤其是当地居民的福利水平很可能因为流域治理而下降,致使政府强势治理的积极性受挫,也难以促使流域利益相关者具有配合治理的激励。

证明:居民收益(Cs+W)相对于式(13)Yt=f(Cs、W、Tg、Tp、Cp、E、$\overline{{\rm T}}$)的变动关可以通过引入参数β(β>0)来表示,存在$Y{}_t=\beta u{}_t(\dot{u}$、Cs、Ws)。已知,$Y{}_t(\dot{\theta })\le 0$,存在式(12)Gt=g(θ、Cs、W、Tg、Tp、$\overline{{\rm T}}$),从流域治理地域来看,他们之间存在Yt=a0-a1Gt(a0,a1>0),简化Gt为θ,则ut($\dot{u}$、Cs、$W{}_s)=\frac{(a{}_0-a{}_1\theta )}{\beta }$,即θ增加引起当地居民总收益水平ut($\dot{u}$、Cs、Ws)下降。

假设5:政府在制定治理的政策方案时充分考虑到了不同利益主体的利益诉求。中央政府和下游地区对上游地区的治理行为给予补偿以促使上游具有积极治理的动力。

不难理解,政府介入首先应该保证关键利益相关者居民的福利不受影响,否则会遭到民众的抵触。显然,企业的利益会因为政府的流域治理政策而受到影响。问题是企业完全可能因为税收水平(Tg+Tp)和对当地居民的补偿与就业贡献(Cs+W)而抗拒政府的治理政策,形成类似于“敲竹杠”的威胁。许多情况下,这种威胁是有效的,因为地方政府在无法抛弃GDP追逐的政治锦标赛规则时,常常会采取妥协的姿态。也就是说企业因为其对当地政府和民众福利的贡献而具有了可置信的谈判力。

政府介入治理之前,居民和企业的收益函数分别为$E(\dot{u}+C{}_s+W)$和E(Y),政府治理是否有效取决于治理之后的收益安排。但居民和企业的利益诉求存在本质区别,应区别对待。企业是谋求私人利益的后来者,其介入虽然在一定程度上改善了当地政府和居民的福利水平,但打破了流域原生态下公共资源利用的平衡状态,造成了高昂的社会成本。因此,问题转化为政府的治理政策首先应该解决这样一个问题:不损害居民现有收益函数的基础上促使企业解决污染处理问题,同时让当地政府有积极性执行流域治理政策。由于企业利益与当地居民利益可能正相关,污染治理会降低企业期望收益E(Y),进而导致居民的收益$E(\dot{u}+C{}_s+W)$下降,要考虑到地方民意的当地政府陷入了政策执行的困境。

进一步分析,高昂的污染治理成本带来的公共利益表面看来既没有促使地方政府收益,也未能给当地民众谋福祉,似乎导致各方福利下降。治理绩效收益似乎只能归结为中央政府的水资源战略目标公共收益和下游地区的福利。如果中央政府或者下游地区没有对地方政府的“付出”给予补偿,上游的流域治理看起来似乎更像“自己播种,他人收获”的迂腐行为,显然,他们没有积极性。

中央政府的补偿方式可归结为三类:财政转移支付、税收减免以及政治激励,假定下游补偿是通过中央财政转移支付给上游地区。在这里我们把政府与当地居民之间的合作治理契约期限 处理为连续时间变量,用f(t)代表t期合作终止的密度函数,则终止概率F(t)=∫${}_0^t$f(t)ds→1当t→∞,合约持续时间超过t期的概率就是1-F(t),用u(s)代表s期的收益。

不难理解,既然政府介入流域治理,说明污染带来的损失已经非常严重,治理收益θ是无法替代的,在假设4成立的前提下,政府对治理契约的履行将是持续的,不存在违约(停止治理)。双方履约条件转化为居民遵守治理契约,于是可得居民的期望收益:

$E(\dot{u}+C{}_s+W)={\displaystyle {\int }_0^{\infty }u}(\dot{u}、C{}_s、W{}_s)[1-F(s)]\text{d}s(14)$

联系方程式(3),则居民履约的充分必要条件为:

$\delta u{}_t[1-F(t)]\le {\displaystyle {\int }_t^{\infty }u}(\dot{u}、C{}_s、W{}_s)[1-F(s)]\text{d}s(5)$

其中δut是违约的增量收益。令:

${\rm H}(t)={\displaystyle {\int }_t^{\infty }u}(s)[1-F(s)]\text{d}s(16)$

则,${\rm H}(\dot{t})=-u{}_t(\dot{u}$、Cs、Ws)[1-F(t)]<0,如果δut与ut成比例变化,即δut=βut,β>0,则式(15)即为:对所有的t≥0满足$0＜-\beta {\rm H}(\dot{t})\le {\rm H}(t)$。通过常微分方程可解:H(t)≥e-(t+c)/β是H(t)满足的最低条件。也就是说居民配合政府流域治理政策条件是预期的收益不小于e-(t+c)/β(c为常量)。

推论5:如果让流域沿岸居民支持政府的流域治理政策,自我履行治理契约的约定,则中央政府对流域保护区居民的补偿标准至少不低于现在和预期的收益水平。

证明:没有政府治理时企业收益的平均增长率为μ:

(1)设政府补贴为At,则居民的t期收益为:

$u{}_t(\dot{u}、C{}_s、W{}_s)=(a{}_0-a{}_{1}G{}_t)/\beta ‚Y{}_{t+1}=(1+\mu )Y{}_t$

则预期收益:

$\begin{array}{l}u{}_{t+1}(\dot{u}、C{}_s、W{}_s)=\\ (1+\mu )u{}_t=(1+\mu )Y{}_t/\beta =(1+\mu )(a{}_0-a{}_{1}G{}_t)/\beta (17)\end{array}$

根据假设,政府开始治理的时候已经考虑到了居民的利益,由式(17)可知,履约的增量收益为Δu=μ(a0-a1Gt)/β。

当E(Yt)≥E(Cs+W+Tg+Tp+Cp)时,企业会仍然继续生产经营,居民可仍可获得ut($\dot{u}$、Cs、Ws),但由于Yt=a0-a1Gt存在,无增量收益。此时,政府补贴为At时,必有At≥Δu=μ(a0-a1Gt)/β,此时,沿岸居民才有履约的积极性。

当E(Yt)≤E(Cs+W+Tg+Tp+Cp)时,理性的企业决策是停止生产。此时,居民的t期收益变为$E(\dot{u})\le E(u)$,必然招致沿岸居民的强烈抵制。获得民众的支持,补贴标准须达到At≥(1+μ)(a0-a1Gt)/β。

(2)税收减免比率为。税收减免的作用主要是有利于企业生存条件E(Yt)≥E(Cs+W+Tg+Tp+Cp),通过税收减免,企业收益式(13)Yt=f(Cs、W、Tg、Tp、Cp、E、$\overline{{\rm T}}$)会增加。

若∂Tg≥Cp,即减免的额度超过污染处理的费用,企业会积极处理污染,同时会免于缴纳Tp,则式(13)会转化为:Yt+1=f(Cs、W、(1-∂)Tg、Tp、Cp、E、$\overline{{\rm T}}$)。

若∂Tg≤Cp且E(Yt)≤E(Cs+W+Tg+Tp+Cp),则企业会停止生产,政府需加大对居民的补贴,满足At≥(1+μ)(a0-a1Gt)/β。

假设6:流域地方政府与中央政府的利益诉求不同,中央政府无私人利益,主要诉求是实现公共利益θ最大化,地方政府官员存在私人利益,谋求升迁的政治资本。

由于中国长期存在的政治锦标赛规则,地方政府官员在制定经济发展目标时常常忽略了社会公共利益。借鉴政治锦标赛有关研究的文献(周黎安,2007年;刘剑雄,2008年),地方官员升迁的函数可表示为It=f(φ1GDPt、φ2Et、φ3Rt、εt),其中φ1、φ2、φ3∈[0、1]是权数,φ1+φ2+φ3=1,GDPt表示t期增长率,Et表示上级对下级的评价,Rt表示辖区居民对官员的评价,GDPt、Et、Rt可分别理解为经济绩效、政治忠诚和辖区民意。考虑以下两种情况:

条件1:上级政府以GDP增长作为地方政府官员升迁的考核标准。

此时φ1=1、φ2=0、φ3=0,因为企业收益Yt与政府税收Tg正相关,在中央政府推行流域污染治理政策时存在Yt=a0-a1Gt,则GDP增长和财政收入水平均会因治理而受到负面影响,进而导致It下降,影响官员升迁,因此地方政府从自身的利益诉求上并无积极性执行中央政府的污染治理政策。因此,现实中常常可以看到中央政府的流域治理政策很难在基层执行下去。

若φ2>0、φ3>0,即除GDP外,政治升迁还受到了民意及上级官员的评价影响,那么地方官员执行中央政府流域政策的积极性就更低。因为,居民的收益$E(\dot{u}+C{}_s+W)$下降会导致Rt指数下降,也会间接影响Et。

推论6.1:于是地方官员陷入了政治困境,很可能导致地方政府与企业合谋,面对中央政府时共同欺骗流域环境的真实污染情况,面对上级政府和基层民众时,通过企业发展促进的地方经济增长来改善民生和社会福利。在他们看来,共谋似乎是困境中唯一的均衡解。

条件2:上级政府以水资源环境指标作为考核标准。

此时,It=f(φ1GDPt、φ2Et、φ3Rt、φ4ENVt、εt),其中ENVt表示t期环境指标,φ1=0、φ2>0、φ3=0、φ4>0,It与Yt及$E(\dot{u}+C{}_s+W)$无关,此时,基层政府具有足够的激励去执行中央政府政策。

若φ1=0、φ2>0、φ3>0、φ4>0,即官员政治晋升既要考虑流域水资源环境治理情况,又要考虑到辖区民意的态度。此时It与$E(\dot{u}+C{}_s+W)$正相关,辖区居民的收益水平会影响地方官员Rt测评。又因为$E(\dot{u}+C{}_s+W)$与Yt正相关,而治理导致$Y{}_t(\dot{\theta })\le 0$,必然会致使$E(\dot{u}+C{}_s+W)$降低,这个传递性影响结果简化为:执行中央政府政策会导致辖区民意测评Rt下降。于是,是否能得以晋升似乎演变成了上级政府对于环境和民意两项指标的权衡。

推论6.2:如果地方官员的考核指标只单一的受制于流域水资源环境指标影响,则流域治理政策将会被严格贯彻。但如果把基层辖区民意也作为官员考核指标的话,基层政府再次陷入囚徒困境的格局。

因此,假设6的分析推理,充分揭示了基层政府作为流域利益一个重要群体所面对的收益函数,这个收益函数的安排直接关系到中央政府的流域治理政策是否能够贯彻执行到位。

4 困境与有效治理的均衡解

通过流域治理机制的路径演化分析,清楚地揭示了政府介入的背景及必要性。然而政府介入之后,由于政治制度的激励模式与治理目标引致的利益安排产生了分歧,致使政府主导的治理模式陷入了两个方面的困境。一是以经济绩效为中心的地区,地方官员晋升函数为It=f(φ1GDPt、φ2Et、φ3Rt、εt),流域污染治理很可能陷入共谋格局,治理政策难以贯彻。二是考虑到经济绩效指标考核官员的负面效应而主要采用环评晋升函数It=f(φ1GDPt、φ2Et、φ3Rt、φ4ENVt、εt),地方政府因为背负民意测评Rt的压力,再次陷入政策执行的困境。

解决这两方面的困境,单一放弃经济绩效或者辖区民意指标均是不可行的,辖区民意测评代表制度性政治民主化的特色,是政治进步评价指标,是必然要保留的。引入环境测评取代经济绩效指标虽有积极的一面,但未从根本上解决基层官员的两难困局。因此,笔者认为,完善的补偿机制是引入环评指标后解决治理困局的根本所在。而补偿机制的前提在于明确补偿主体和受益主体。

正如前文的研究,补偿主体的最佳角色应该由中央政府来担当,下游受益的支付也应该通过中央财政转移支付来进行全流域统筹安排,因为“下游”总是一个相对的概念,常常容易模糊而导致补偿意愿不足。此外,流域跨区域、受益分散性以及广泛的外部性特征,使得公共利益收益评估和成本支付由代表国家利益的中央政府来担当也是最佳的产权安排。因此,全流域统筹安排的补偿机制构建和环评指标的引入是流域治理机制有效实施的改革方向。补偿应满足这样的条件:即At≥μ(a0-a1Gt)/β(企业继续生产)或者At≥(1+μ)(a0-a1Gt)/β(企业停止生产),且存在It=f(φ1GDPt、φ2Et、φ3Rt、φ4ENVt、εt)其中φ1=0、φ2>0、φ3>0、φ4=0 (φ1+φ2+φ3+φ4=1)。满足这个条件,既能保证流域沿岸民众对流域资源的利益属性不受破坏,并保证其收益实现,又能促使地方政府官员实现自己的收益安排预期,从而可以促使民众与政府很好的协调,共同参与流域治理实现流域环境水资源改善。

5 结 语

本文通过流域治理路径的演化分析,揭示了污染治理困境的根源在于各个利益主体利益安排失衡所致。企业污染行为在政府强制性介入治理之前之所以能够存在,是因为其进入改善了流域属地的福利,虽然造成了巨大的社会成本,但属地居民因福利改善而缺乏激励对其进行监督制约。这为政府强制性介入奠定了必要性基础,然而中央政府追逐公共利益的目标与地方政府利益诉求并不一致,致使治理问题变得更加复杂。研究发现,政府粗放式的介入治理或者单一的政策体系都难以根本上调动各方参与治理的积极性,考虑关键沿岸居民和属地政府的利益诉求,是有效治理的关键。

不同于已有的研究文献注重某一细节或宏观的政策分析,本文采纳演化分析一方面在于揭示治理的演变路径,引出关键的利益相关者,分析利益诉求。另一方面通过政府机构的引入,把微观自我实施的自主治理条件与宏观治理政策目标放在一个框架内进行了解剖分析,以期待政策制定的精细化,既要致力于治理政策可以防止协调治理的共谋现象,又要兼顾到激励相容。最为关键的是,本文探索了流域污染有效治理的均衡解。但笔者以为本研究仍存一定的局限,虽然重点研究了沿岸居民和基层政府的收益函数和参与治理的激励条件,并解释了企业不应获得补偿的理论性根据,但文章尚未分析企业参与流域治理的适应性发展演变路径以及相应的激励约束条件。此外,文章强调中央政府统筹安排补偿的必要性,但未深入分析补偿主体属性以及详细的补偿标准。但国内郑海霞等(2006年)、易志斌(2010年)学者对该问题都有过详细深入的研究分析,不再赘述。