河长的边界：对流域污染治理行政力量的反思

李灵芝，羊 洋，周 力

（南京农业大学经济管理学院，江苏南京 210095）

古有大禹受命于尧、舜二帝负责治理水患，今有河长受上级党政领导任命，落实水质治理，其中一脉相承的是行政的力量。河长制是指任命各级党政主要负责人为辖区内河流的污染治理责任人，将河道水质的考核得分与官员政治绩效挂钩，利用行政压力强化水质治理责任。然而，水质在一定程度上取决于上游的污染活动，而不仅仅是辖区内的［1］。因流域的整体性和人为行政区划分割间的矛盾，水污染被界定为跨界污染［2］。地方政府竞争会导致本地经济发展产生的污染以越界外部性的方式转由其他地区承担［3］。具体地，在上游地方政府通过财税优惠等将水污染密集型产业吸引至上游的同时，污染物却“顺流而下”，使下游地区难以摆脱环境风险［1］。尽管可以通过强化环境绩效考核对地方官员环境治理产生激励作用［4］，但河长制并未扭转跨界污染会伴生搭便车行为的本质。当下游地区在河长制的作用下进一步提高规制强度时，上游地区即使宣称实施河长制，其污染治理动机反而可能进一步降低。一些研究基于水质监测点数据发现，河长制的治污效果不明显［5］，可能正是上游地区搭便车所致。中国自2018 年起全面实施河长制，但位于下游的东部地区和省域交界地区水质改善程度并不乐观，也能为此提供些许佐证。国家环境监测中心数据表明，在中西部地区水质不断改善的同时，东部地区水体化学需氧量（COD）含量从2017 年的3.45 mg/L 上升至2019 年的4.20 mg/L。更严峻的是，东部地区省交界处水体COD 含量从2017 年的4.16 mg/L 上升至2019 年的4.68 mg/L。该研究将从理论与实证两个层面考察河长制在跨界污染搭便车问题中的作用，为水污染治理政策的进一步完善提供参考。

1 文献综述

河长制是中国分权式环境管理模式下的一项制度调整。流域水污染治理涉及不同层次的政府机构，是采取中央集权还是地方分权一直是国内外学者关注的重要问题。理论上，中央集权对控制流域水污染外部性问题更有效［6］。但在信息不对称的情况下，中央集权可能是低效率的，而分权式的环境管理有利于管理者因地制宜地选择符合地方特殊情况的政策与标准以提高效率。然而，分权式环境管理模式也存在弊端。伴随着经济上财政分权与地方政治集权，政府官员的地方经济产出与政治晋升竞争变得更为激烈［7］。为达到经济发展的目标，地方政府往往以牺牲环境质量为代价，即提出更为宽松的环境要求［8］。

因而，分权式环境管理引致的“搭便车”行为是跨界污染治理的重点与难点。水环境具有整体性，由于跨界河流一般拥有固定流向且具有携带污染的能力，上游地区排放的污染物会自然而然随水体流动排往下游地区，这就是所谓的“污染溢出”。从20 世纪80 年代开始，中国的环境保护执法与管理的权利开始逐渐下放至各个行政区域。在国家环保部门下达全国性政策目标后，每个省份都会被分配具体要求。但在省级要求的进一步分配与执行上，省级政府拥有辖区内的决定权。出于经济竞争或政治晋升动机，地方政府的非合作行为会使得公共品的供给偏离最优水平［9］。具体地，上游地方政府可以通过将更多的污染排放集中于边界这一策略性行为（搭便车），向下游转嫁环境压力。在宏观层面，跨界污染的搭便车行为有两种表征，其一是行政区域边界处的污染程度高于行政区域内部的污染程度，其二是行政区域相邻时，上游边界的污染程度高于下游边界。Sigman［10］根据各州获得水环境管理自治权的时间差异，使用三重差分模型对权力下放前后跨界污染现象进行了实证分析。结果显示，获得水环境管理自治权的州在总的污染物排放上有所减少，但跨界污染的严重程度却没有显著变化。Lipscomb 等［11］将巴西372 对上下游水质监测站面板数据和县界演变数据进行匹配，发现河流距离县下游边界每近1 km，污染指标生化需氧量（BOD）就会增加2%左右。河流沿岸的夜间灯光数据显示，地方政府允许更多的生产经营活动在县内下游地区的河流附近开展［11］。Cai等［12］研究发现，在同一个省内，最下游县的排污收费执行力度最为宽松，其污染活动强度比其他县高出20%。为了应对中央提出的减排要求并保持经济发展速度，省级政府选择将污染产业向省内下游边界转移［12］。

长期以来，如何实现公共事务的有效治理是人类社会普遍关心的议题。在环境分权框架下，切实提高地方政府的环境治理激励是关键。在河长制之前，中国政府采取的一个重要举措是目标责任制，即2007年宣布，2010年底各省份必须完成指定的环境治理目标，完成情况直接与官员绩效考核挂钩。然而，一个新问题也相伴而生。虽然地方政府的减排压力小和地方政府官员激励扭曲是产生跨界污染问题原因之一，但单纯地增加对地方政府污染治理的激励力度是否有助于解决跨界污染问题仍不明确。例如，Kahn［13］研究发现，在1970 年美国环保署建立之后，跨界污染显著加剧。加大地方政府的减排压力能够强化地方政府改善本地区环境质量的意愿，但当环境规制未对跨界污染采取针对性措施时，更加严格的政策压力不会阻止地方政府通过转嫁本地污染治理压力达成环保目标［14］。学界对大尺度、统一的污染治理压力能否有效解决跨界污染问题未达成共识。

河长制的核心思想也是加大地方政府官员的环境治理压力，其实现方式是采用“干部目标管理责任制”［4］。为了激励干部积极作为，上级党政领导在明确水质目标后，对下级政府及其官员治水任务完成情况进行考核及问责。为了避免因问责而失去晋升资格，下级政府官员会选择努力完成治水任务。但当存在行政问责难以落实等问题时，河长制会失去其应有的效力。值得一提的是，将治水责任发包给地方党政领导而不是水利、环保等各部门官员为河长制的有效运行提供了组织协调优势［4］。在推行河长制之前，中国流域治理体制较为松散［15］。在顶层设计上，存在“九龙治水”的局面；在地方层面，存在跨部门协作难、跨地区合作难、跨层级治理难等问题［4］。将治水责任发包给地方党政领导有利于构建协作畅通的治理体系。在党的内部，高级别的干部可以依靠党的组织优势来协调指挥低级别的干部。基于干部等级制度，河长制将分散的治水责任集中到个人，再由该个体协调各方，继而在横向上实现跨部门协作、跨地区合作，在纵向上克服跨层级治理中的层级松散问题。

然而，河长制如何能够缓解跨界污染问题还存在多方面的质疑。首先，如前所述，加大减排压力可能会强化搭便车问题。上游河长为了完成环境治理任务，可能选择将污染产业进一步向下方行政边界转移。其次，下游河长在加大污染治理强度时，上游河长有动力采取不作为策略。Hoel［16］研究发现，当部分成员主动减少污染排放量时，污染排放总量不会因此下降，因为其他成员会利用污染外部性特征采取搭便车行为。再次，从河流水质改善领导督办制、环保问责制所衍生出来的河长制是否真的强化了地方政府对环境质量负责这一基本制度还有待商榷。中央政府早在1989 年就开始推行“环境保护目标责任制”，并在“十一五”期间正式提出将环境治理情况纳入官员的晋升考核中，实行“一票否决”“终身追责”等规定。换言之，早在数年前，地方政府官员在污染治理上已经具有较强激励。此外，通过政策梳理发现，一些地方政府并未明确制定水质目标，这会导致政策失去应有的约束力。例如，Kahn 等［14］研究发现，基于COD 含量精准制定的水污染治理目标使得地方政府将COD污染密集型的造纸业搬离河岸，但由于石油、汞和苯酚含量等未被列入治理目标，相关污染物的浓度未出现任何改善。最后，中央政府在不断强调污染治理的同时，并未弱化对经济增长的要求。对于地方政府而言，比治水责任更沉重的责任是“经济发展”。除此之外，河长制并未打破“辖区内”这一概念。下游水质未能纳入上游地方政府的考核内容，由行政区划分割引致的搭便车问题未从根本上予以破解。反观“十一五”期间的环境治理政策，已切实考虑到上下游省政府间的监督与合作。

近些年来，学界对河长制何以形成、制度逻辑、政策扩散路径、政策效果等已开展广泛而深入的讨论。其中，制度逻辑和政策效果等是研究重点。第一，河长制的制度逻辑是多方面的，主要包括纵向行政权威强化机制［17-18］、基于“资格锦标赛”的政治压力达标机制［19］、完善流域分层治理与跨部门协作等的整体性治理［15，20-21］等。第二，河长制的政策扩散路径是多样的，纵向的吸纳辐射与横向的学习竞争双向并行，形成“自发首创”“向上扩散”与“平行扩散”并存局面［22-23］。第三，河长制的本地治理效应存在争议。学者基于国控监测点水污染数据、中国工业企业数据和河长制演进数据，评估了河长制的水治理效果［5，23-26］，但研究结论不一致。例如，沈坤荣等［5］研究发现，河长制显著提升了水中的溶解氧浓度，达到了初步的水污染治理效果，但并未显著降低水中化学需氧量、生化需氧量、氨氮等深度污染物浓度。而Li 等［25］研究发现，河长制能够有效降低氨氮浓度，但会使化学需氧量和溶解氧指标恶化。河长制的政策效果存疑可能是由于监督不透明、社会参与不充分、问责难等制度缺陷［27-28］。

现有研究对帮助理解河长制的制度逻辑、作用方式及制度缺陷等已作出重要贡献，但对河长制如何作用于跨界污染中搭便车问题的考察严重不足。尤其是，在评估河长制施政效果时，只关注本地是否实施河长制对本地污染活动或水质的影响［5，23-26］，且结论不一，上游地区的河长制实施效果更是不得而知。由于河长制存在强化搭便车问题的风险，可能当且仅当上游与本地同在一个省级辖区内，上游或本地地方政府实施河长制才能有效改善本地水质。该研究将基于国控监测点水质数据定量分析河长制在跨界水污染治理中的成效，并着重考察省内省外上游地区的河长制实施效果差异。

2 研究设计与数据

2.1 实证模型构建

参考沈坤荣等［1］的模型设计，假设河流干流的流向为自西向东，上下游的两个监测点位构成了图1所示的河段模型。图1 中，编号A—E 代表干流流经的县。A 县位于该河段的上游，并且有水质监测站点j。E 县位于河段的下游，水质监测站i位于该县。B、C、D 县泛指该河段流经的所有县，且C、D 县位于两省交界处。河流作为一个整体，被一个个行政区域人为分割，某一观测点位的水质不但受到本地区生产生活的影响，还会受到上游地区污染活动的影响［12］。上游地区的污染活动可以用上游地区水质和上游地区的污染强度表示。因此，下游点位i的水质取决于以下几个因素：①上游点位j的水质，预期对下游水质产生正向影响；②上游县各类生产活动所产生的污染Sk，即点位j到D 县下游边界d点之间的各类生产活动所产生的污染，预期对下游水质产生负向影响；③下游点位i所在县各类生产活动所产生的污染Sl，即E 县上游边界d点到点位i之间的各类生产活动所产生的污染，预期对下游水质产生负向影响。④其他自然因素，即点位j与i之间的降雨。

图1 模型设计

该研究基于上述流域污染关系，将下游点位的水质用计量方程表示：

其中：下标i表示下游监测点位，下标j表示位于监测点i的上游监测点位，下标t表示时间，下标k表示上游K区域的任意县（含上游点位j所在县），下标l表示本地县。Q为监测点位的水质，R为县所在市是否设立市级河长的虚拟变量。S表示生产生活所产生的污染，具体包括工业污染、养殖业污染和种植业污染。Skt和Slt分别表示在t时间点上游某县与本地县污染活动强度。Zijt表示点位j与i之间的降雨自然条件。μ为下游监测站固定效应，ν为时间固定效应（包含年份固定效应和月份固定效应），ε为误差项。

上游县和本地县的河长制实施效果可能取决于上游县与本地县是否位于同一个省，以及是否确立省级河长。为此，根据上游县与本地县是否位于同一个省将样本分为两类，并设立模型：

其中：Rpt表示上游县所在省是否确立省级河长。上游县与本地县位于同一省份的样本占63.84%。需要说明的是，为了评估上游县河长制实施情况对本地水质的影响，未将上游K 区域作为一个整体纳入模型中。例如，在考察D 县河长制实施情况对点位i水质的影响时，未控制A、B、C县的政策实施情况和污染活动强度。为了便于理解，将下标l替换为本地，将下标k替换为上游。

2.2 变量与数据

2.2.1 水质指标及监测点数据

该研究水质数据来自生态环境部下属的国家环境监测中心维护的地表水自动监测网络，包含对中国主要河流133 个监测站的多项水质参数的测量。选用COD 和氨氮两个深度污染物指标作为水质变量。2004—2019 年，国家环境保护部门在全国主要水系（长江、黄河、淮河、海河、珠江、松花江、辽河、西南诸河、浙闽河流、内陆河流）共设置了133 个水质自动监测点位。站点在运营期间几乎每周都会更新数据。分析中将原有的周度水质数据转换为月度平均数据。由于大量监测站没有上游相邻站，选择了58 个可以作为下游或上游监测站的点位和19 个只能作为上游监测站的点位。因此，在该研究的样本中，总共有77 个监测站。所有监测站均位于七大流域，其中大部分位于长江和淮河流域。位于西部、中部和东部地区的监测站数量分别为19 个、33 个和25 个。样本监测站之间的干流流经中国23 个省的308 个县级行政区。任意两个相邻监测站之间的干流平均流经14个县。

2.2.2 河长制变量

该研究的核心解释变量是人工梳理的河流流经县河长制施行情况（是否实施河长制）。为保证人工整理数据的准确性，基于两个渠道对河长制变量进行了整理，并进行了交叉验证。首先，通过百度搜索与河长制相关的官方文件和新闻报道，依此确定一个县是否实施河长制以及何时实施河长制。二是在中国知网数据库中检索相关政府文件和新闻报道，梳理各地区河长制演进情况。沈坤荣等［5］也使用这种方法来获取有关城市是否采用河长制的信息。在数据收集过程中发现，启动河长制的政府都是市级或省级，而几乎没有县级政府。在地级市颁布的关于河长制的政策文件中，一般会有“属地行政首长负责制”或者“市政府领导担任河长”这样的关键词。当出现这类关键词时，该研究认为该地级市及其辖区内的县级行政单位实行了河长制。由此识别出模型中的核心自变量——该县是否设置河长。另外，当该省发布了省级层面的河长制文件时，认为该省确立了“省级河长”。

在各地的河长制政策文件中，一般都有“将水质监测结果纳入政绩考核”“对考核不合格的市县领导实施一票否决”“考核不合格的河长将受到警告、通报批评直至行政处分”等内容。河长制政策鼓励各级河长制定科学的综合治理方案。其中，流域内的产业结构调整受到较多关注。例如，辽宁省对流域内污染严重的小造纸、小印染、小糠醛、小酒精等企业进行了专项整治，河北省大力淘汰小规模草浆生产装置、化学制浆生产线、以废纸为原料的纸厂等水污染密集型企业。此外，河长制注重加大社会监督力度，及时公布各级河长名单，树立河长告示牌。部分地市还建立了媒体公示预警机制，支持社会公众对违法占用水域、擅自填埋河道等违法行为的举报和新闻媒体曝光。这些为河长制能够发挥一定的环境治理效应提供了有力证据。但政策文件中没有明确的是，下游水质监测结果是否也被纳入政绩考核，以及对考核合格与否的界定。此外，鲜有政策文件论及跨省河长间的协作或是跨省水污染纠纷的协调机制。综合来看，河长制应当能够激励地方政策强化环境治理，但上游地方政府是否不再采取策略性行为还有待验证。

2.2.3 其他变量

（1）采用第二产业增加值、肉类产量和农作物播种面积与行政面积的比值分别表示工业污染强度、养殖业污染强度和种植业污染强度。第二产业增加值数据源自《中国县域统计年鉴》；肉类产量、农作物播种面积数据来自中国农科院统计数据；行政面积数据源自《中国区域经济统计年鉴》。值得说明的是，中国农科院统计数据为年度数据，对于肉类数据，该研究将其简单平均至12 个月。对农作物播种面积，该研究整理了全国778个农气站发布的农作物生长发育状况报告，获得了各县不同农作物的生长期，以此为依据将农作物播种面积分解为月度播种面积。

（2）此外，该研究还为每个样本县匹配了最近气象站的月累计降雨量，以控制气候条件。降水数据来自中国气象局824 个国家级地面气象观测站统计的日累计降水量，将其转化为月累计降水量。县与距其最近气象站的距离平均为35 km。

2.2.4 数据描述

变量定义及描述统计见表1。数据覆盖了2004—2019 年，77 个上下游点位间的河流流经23 个省的102 个市的308个县。从COD 和NH 浓度来看，上游水质明显优于本地。实施河长制的本地县占比高于上游县，这体现出上游地区的治污压力相对较小。

表1 描述性统计表

3 实证结果分析

首先汇报基准回归结果。表2列（1）、列（3）模型仅控制了气候特征，列（2）、列（4）则进一步控制了上游和本地的污染活动强度。可以发现，上游实施河长制会显著降低本地水体的COD 浓度和氨氮浓度。具体地，以列（2）、列（4）为例，上游县实施河长制会使本地县水体的COD浓度平均降低0.695 3 mg/L，氨氮浓度降低0.071 5 mg/L。样本中本地县COD 浓度的均值是4.190 mg/L，氨氮浓度是0.730 mg/L，因而在上游河长制政策的作用下，COD 浓度降低了16.6%，氨氮浓度降低了9.8%。相比之下，本地水质在COD 指标上的改善程度更高。2015 年环境统计年报显示，COD 主要来自农业中的养殖业污水和城镇生活污水，氨氮的主要来源是农业面源污染（种植业）和城镇生活污水。一方面，氨氮的总排放量约是COD 的十分之一，相对较小，在边际上更难以减少。另一方面，相较于种植业污染，养殖业污水排放较为点源化，易于监管和控制。例如，Zhou等［26］研究发现，实施河长制能显著缓解由养殖业粪污排放造成的水污染，但对由种植业化肥施用造成的水污染是无效的。因而，根据委托代理理论，作为代理人的政府可能倾向于优先治理COD污染。

表2 河长制对水质的影响——基准回归结果

本地实施河长制能够显著降低COD 浓度，但施政效果略低于上游实施河长制。与此同时，本地实施河长制对NH 浓度的影响在统计上不显著。这些均可能是由于本地的治污努力会受到上游的侵蚀。已有关于本地河长制实施效果的研究并未得出一致结论［5，24-25］，该研究与She等［24］较为一致。与上游地方政府的行为决策相同，本地政府也选择优先治理COD污染。

如前文所述，理论上，由于不用对下游水质负责，上游地区会倾向于向河流下游方向的行政边界转移污染，导致下游地区的水质难以得到提升［29］。但基准结果表明，河长制能有效解决搭便车问题。已有研究表明，当河段同属一个行政区域时，地区间环境规制具有统筹协调性［1］。因而，上游地方政府实施河长制能够有效改善下游水质可能是由于上游与本地在同一个辖区（省）内，并且该辖区有负责统筹协调的高层级（省级）河长。

为此，根据上下游是否同省将样本分为两类，进行分样本回归。研究结果表明：当上下游县区属于同一个省份时，上游地区实施河长制能够明显降低本地COD和NH浓度（表3列（1）、列（2））。此外，若该省设立了省级河长，能更大程度地降低COD 浓度（表3 列（3）），但是对氨氮浓度没有显著影响（表3 列（4））。然而，当上下游县区属于不同省份时，上游地区实施河长制反而会使本地水质恶化（表4 列（1）、列（2））。此外，即使上游省份设立了省级河长，对下游水质的负面影响依然存在，基本保持不变（表4列（3）、列（4））。

表3 河长制对水质的影响——上下游位于同一省份

表4 河长制对水质的影响——上下游位于不同省份

上述结果表明，上游实施河长制对下游水质的改善效果主要源于省内上游地区加强了污染防治，且在确立了省级河长的情况下，上游地区能更大程度减少水污染。需要强调的是，即使没有确立省级河长，省内上游地区在实施河长制之后也会切实承担污染治理责任。这可能得益于：①上游地区在实施河长制的过程中已将省内下游地区的水质纳入官员的绩效考核中；②河长制的组织协调优势有便于省内市级政府间进行横向协商。

然而，河长制对跨省界的水污染问题是无效的，上游地区可能会以实施河长制为噱头推卸污染治理责任。在分省治理的现实背景下，由于河长间的跨省协作机制缺失，上游政府的搭便车问题依然存在，且有变本加厉之势。可能正因如此，2021 年12 月，水利部正式提出建立长江流域省级河湖长联席会议机制，旨在探索长江流域省级之间的水质治理，建立上下游左右岸联防联控机制、部门协调联动机制。李国英在2022年全国水利工作会议上的讲话中也进一步强调，2022年的重点工作之一是“充分发挥全面推行河湖长制工作部际联席会议作用，在七大流域全面建立省级河湖长联席会议机制，完善流域管理机构与省级河长办协作机制，明确上下游、左右岸、干支流的管理责任，变分段治为全域治”。该研究表明，加强流域内省际间协作、合力治污，是正确而重要的政策方向。

尽管环境分权下的河长制尚未有效解决省际间搭便车问题，但不能因此转向中央集权。Sigman［10］在指出环境分权的弊端后提出，不能因环境分权具有搭便车问题而沿用中央集权，而是要在坚持环境分权的情况下采取针对性措施解决搭便车问题。河长制的出发点是强化各地方对辖区内的环境治理，理想的结果是各地均强化环境治理。但事实表明，在针对性措施不完备的情况下，河长制不能实现全域高效治理。制定省际间上下游联动、精准的环境考核目标，将一定范围内下游地区的水质纳入上游地区河长制考核体系，并以此为参照确定奖惩措施正是当中缺失的一环。

4 结 论

河长制高度体现了《环境保护法》中“地方各级人民政府应当对本辖区的环境治理负责”的基本要求，与党的十九届四中全会提出的“严明生态环境保护责任制度”高度契合，因其制度优势备受关注，并被寄予厚望。正因如此，有必要从跨界污染外部性问题审视河长制的施政效果。实证结果显示，省内上游地区实施河长制能够显著改善本地水质，且在确立了省级河长的情况下，该积极影响更大。但省外上游地区实施河长制反而会使本地水质恶化，河长制不能解决跨省界污染的搭便车问题。换言之，省长能够有效约束本省河长的行为，但对上游省域河长缺乏约束力。一方面，我们看到了行政的力量，通过制度微调能够让本地地方领导重视水污染治理；另一方面，采用行政命令的方式来管理河流，不能解决流域污染问题。更准确地说，河长制仅按照行政边界划分落实治水责任对于全面提升水环境质量是不够的。

河流治理无边界。河流横跨多个行政区域的特征，决定了水污染治理的沉疴痼疾在于跨界污染。从市级层面看，省级河长这一省内最高级别河长的设立对省内跨区域河流进行统筹治理具有重要作用。当前，各省均已确立省级河长，可以预见省内上下游河湖协同治理将得到进一步提升。从省级层面看，由于跨省协作机制不健全，省际间的河流污染治理问题仍是今后河长制面临的主要挑战。浙江省在省内河湖治理中堪称表率，在跨省共治中也勇当先锋，为推动跨行政区域河长制深入落实提供了典型示范。浙江省在全国率先建立起省、市、县、乡、村五级河长体系，并通过发布《河（湖）长制工作规范》推动河长“依标办事”，切实履行职责。2018—2019年，浙江省与上海市、江苏省先后建立了太湖、淀山湖湖长协作机制，对跨地区水系建立了跨界巡查、信息共享、联合督办的流域共治机制，取得显著成效。中央应吸取浙江经验，加快建立健全省级河长协作机制，推进“一河一长”，变分段治理为全域治理。需要强调的是，中央还应加快建立绿色GDP 政绩考核机制，矫正地方政府“只看增长，不看环境”的短视心态，从根本上激励地方政府转向积极有为的环境治理。