三、流域水质达标规划制度设计理论基础
（一）外部性理论
外部性的概念起源于19世纪末，盛行于20世纪六七十年代，之后与生态经济学、环境经济学接轨并成为环境经济学的理论基础。外部性理论的发展主要有三个阶段：1890—1930年，外部性概念提出；1940—1960年，交易费用提出，围绕交易费用，产权经济学、交易费用经济学得以创立和发展；1970年以后，基于外部性理论，环境经济学得以创立和发展（Andreas, 1998）。
1．外部性的含义
外部性概念最早由英国经济学家、剑桥学派的奠基人西奇威克（Henry Sidgwick, 1883）提出，“个人对财富拥有的权力并不是在所有情况下都是他对社会贡献的等价物”。西奇威克以灯塔的例子说明要解决经济活动中的外部性问题，需要政府进行适当干预。尽管他没有直接提出外部性的概念，但基本上表达了后来学者们所想要表达的意义。
最先系统提出外部性理论的是马歇尔（Marshall），他在1890年出版的《经济学原理》（Principles of Economics）中指出扩大一种商品经济生产规模的方式有两种：一种是依赖于产业的一般发达所造成的经济，另一种是依赖于个别企业本身资源、组织和经营效率的经济。这两种经济形式分别对应“外部经济”（External Economy）和“内部经济”（Internal Economy）。
庇古（A. C. Pigou）首次使用了外部性的概念，并用现代经济学的方法从福利经济学的角度系统研究了外部性问题。他在马歇尔提出的“外部经济”概念基础上扩充了“外部不经济”的概念和内容，把外部性从受动性概念转变为主动性概念，将外部性问题的研究从外部因素对企业的影响效果转向企业或居民对其他企业或居民的影响效果。庇古提出了边际私人成本和边际社会成本、边际私人纯收益和边际社会纯收益等概念作为理论分析工具，他认为：由于边际私人成本和边际社会成本、边际私人纯收益和边际社会纯收益之间的差异，完全依靠市场机制形成资源的最优配置从而实现帕累托最优是不可能的。庇古通过批评市场在外部性领域的失效进一步为政府的介入提供了理由。
1970年以来，外部性理论逐步与生态经济学、环境经济学接轨，对于一些经济学家而言，外部性几乎成为环境污染的代名词。威廉·鲍默尔（William Baumol）和华莱士·奥茨（Wallace Oates）在他们合著的《环境政策理论》（1988年第二版）中对外部性做了界定：①在个体A的生产函数关系或效用中存在着一些世界的（非货币）变量时，A的价值被其他方（政府、厂商或个人）所影响，而A的福利所受的影响却没有得到考虑；②某些行为影响到其他方或进入其他方生产函数关系、效用中的经济主体，并没有得到等同于其行为对其他方所造成影响数额价值的支付或补偿。
美国环境经济学家泰坦伯格（Tom Tietenberg, 1992）指出生产者普遍生产的商品数量多于最优值，同时会产生大量的污染；但是生产者并不承担这种污染的成本或只承担部分，而污染的外部性却由社会普遍承担，因此生产者不会减少产量，也不会减少污染，市场也缺乏动机去减少污染，更不会治理污染，也不会激励循环生产或技术改进，因此他指出外部性是市场失灵的原因之一。
综上所述，外部性的概念可归纳为：某经济主体（生产者或消费者）的福利函数自变量中包含了他人的行为，而该经济主体又没有向他人提供报酬或索取补偿（马中，2006）。经济主体（生产者或消费者）i的福利除了受他自身所控制的经济活动影响之外，如果还受到其他经济主体所控制的经济活动Xj的影响，就存在外部性，则可以说生产者（或消费者）j对生产者（或消费者）i存在外部影响。相应地，流域外部性可以定义为：当流域内某个经济主体的治理行为或污染行为对流域内另一经济主体福利产生的影响并未在市场中反映出来，这种外在的影响就被称为正外部性或负外部性。流域水环境保护和水污染具备了以上两大特征，因此任何改善和破坏水环境的行为都会产生外部性。
2．外部性内部化理论在流域水质达标规划分析和评估中的应用
外部性概念本身只是解释市场失灵的众多工具之一，外部性的存在意味着具有帕累托改进的机会。因此，讨论外部性的意义在于如何纠正市场失灵，即实现外部性内部化（贾丽虹，2007）。
Fi=f（X1i，X2i，X3i，X4i，X5i，…，Xmi，Xnj），i≠j
式中，i、j分别表示不同的经济主体（生产者或消费者）；
Fi表示经济主体的福利函数，即生产者i的生产函数或消费者i的效用函数；
Xi表示经济主体（生产者或消费者）i的内部影响因素，i=1，2，…，m，n；
Xj表示经济主体（生产者或消费者）j对i施加的影响。
针对外部性（主要是外部不经济性）问题，理论界提出了众多的“内部化”途径。庇古主张政府应当对边际私人成本小于边际社会成本的企业或部门征收庇古税，实现外部效应的内部化。环境保护领域采用的“污染者付费原则”，即遵循了庇古税理论，但根据庇古理论掌握各排污企业的成本信息来衡量外部关系几乎是不可能的。而以科斯（R. H. Coase）、阿尔钦（A. Alchain）等为代表的产权学派则认为在产权明确界定的情况下，倡导清晰产权下的市场交易以消除外部性，但环境资源领域产权的界定也是很难实现的（沈满洪，2001）。
金书秦（2011）基于环境保护的视角重新评价了外部性内部化理论。他认为环境外部性内部化的讨论仅局限于新古典经济学家们所给定的范围，仅注重经济意义上的内部化，即外部关系的内部化，缺乏与环境特性的内在联系，并指出外部性同时具有“外部关系”和“事实效应”，其中“外部”是条件，“效应”是表现，传统的理论只注重“外部关系”而忽视“事实效应”，认为只要把外部关系解决了就实现了内部化的目标，但实际上环境效应有时并不会随着外部关系的内化而被消除。笔者根据对环境外部性的定义，从“外部关系”和“事实效应”两个维度区分了对环境问题的认识，如图2-1所示，纵坐标代表外部关系的复杂程度，横坐标代表环境效应的大小，图中将坐标系分为四个区域，分别表示的环境问题为：
A：外部关系简单，环境效应较小；B：外部关系简单，环境效应较大；
C：外部关系复杂，环境效应较小；D：外部关系复杂，环境效应较大。
图2-1 “外部关系—环境效应”模式下的环境外部性分类
从对环境外部性内部化理论的重新评价给我们的流域水质达标规划提供了一些启示：首先，流域水质达标规划的首要目标是消除排放者排放的污染物对公众带来的环境损害，之后才是消除外部关系。污染物是否对公众带来环境损害可以通过规划中具体的监测计划来衡量，通过人体健康是否受损、水生态系统是否安全体现出来（金书秦，2010）。根据这一原则，对流域水质达标规划进行分析和评估，最终判据就是人体健康和水生态系统是否得到有效保障，水体的完整性是否受到干扰和破坏，直接相关的就是水环境质量是否真正改善、水污染物排放是否真正减少。其次，在规划管理措施和工程方案的优先顺序上，应当优先解决外部关系简单、环境效应大且容易给公众带来较大环境损害的问题。根据这一原则，点源污染治理是流域水质达标规划中优先解决的问题。
3．外部性理论在环境管理体制设计中的应用
环境外部性内部化的方式和程度取决于外部性范围和大小，从而决定了政府干预主体和机构设置。环境外部性包括空间外部性和时间外部性，空间尺度上分为不同行政区域内或跨区域的环境外部性，时间尺度上分为代内外部性和代际外部性。根据布雷顿最优区域配置理论，政府干预机构的设置应与环境外部性时空范围相对应。宋国君（2008）基于环境外部性的时空分类矩阵，提出了流域外部性分类矩阵，认为各级政府应该对所辖区域的环境外部性问题负责，即市内环境污染由城市政府负责，市际和省内环境污染由省级政府负责，中央政府应对跨省的、国际的、代际的环境外部性问题负责。
水污染的外部性问题在时间上涉及不同年代人群的切身利益，关系到几代人的饮用和生命安全，需要持续永久地加以控制和改善。对于环境政策而言，只要影响到一代人以上的环境问题，都应该由中央政府负主要责任。因此，在流域水质达标规划领域要更加突出中央政府在地方政府实现水环境质量达标过程中进行监管的必要性。同时，借用环境外部性的空间分类和各政府级别负责，为流域水质达标规划审批机构设置提供理论依据。
（二）环境公共信托理论
环境公共信托理论起源于公共信托原则，后者可以追溯到罗马法中对于共用物和公有物的规定，它反映了对水、空气、海洋等自然资源的共同权利思想（邱秋，2009）。将公共信托原则应用于环境保护领域的是20世纪70年代美国法学家萨克森教授在其所著的《保卫环境：公民诉讼战略》一书中，系统地提出了“环境公共信托理论”，该理论认为对全体国民生存和发展具有重大意义的环境要素，如空气、水、阳光等不能将其利益所有权交付于私人领域，全体国民应共同享有对公共财产的所有权。为了合理保护这些共有财产，全体国民委托国家来进行管理（廩红，2006）。国家的职能是为全体国民提供公共物品的服务，该理论强调国家对公共信托资源的环境保护责任和义务。在公共信托原则下，国家或地方政府作为“委托人”，有义务与环境危害和环境恶化作斗争。美国《清洁水法》《加州水法》等大量联邦和州的水环境保护立法中均体现了公共信托原则。环境公共信托原则的内容可以简单地概括为：政府对具有公共性质的环境资源应承担起受托人的义务，即依环境资源本身的性质最大限度地保障社会公众能对这些资源实现其应当享有的权益（汪劲，2000）。
我国宪法规定：“矿藏、水流、森林、山岭、草原、荒地、滩涂等自然资源都属于国家所有，即全民所有。”根据环境公共信托理论要求，为了全体国民利益，作为全体国民的委托代理人，国家必须对全体国民负责，对国家的环境管理行为进行监督，对环境资源予以保护和维持（袁鹰，2014）。我国是中央集权制国家，只有中央政府才是整个国家利益的代表者，中央政府必须对全体国民负责，并接受全体国民的监督和批评，因此就形成全体社会公众与中央政府之间的第一个委托代理关系。同时法律规定地方政府负责具体的环境管理事务，只作为中央政府的派出机构，因此在中央政府处理全体国民委托的环境管理事务过程中，产生了中央政府和地方政府之间的第二个委托代理关系。
因此，本书以环境公共信托理论作为理论依据，论证中央政府在接受社会公众的水环境质量管理任务委托的过程中，必须肩负对地方政府的环境管理行动进行监督管理的责任。
（三）流域综合管理理论
1．流域综合管理的经济学思考
根据前文外部性理论的分析，从外部性的影响范围来说，如果i和j是同一行政区域内（同一国家、省、市）的工业企业或居民，那么这种外部性就可以通过该行政区域内的宏观管理部门即地方政府的管理予以解决。而在流域范畴，i和j则常常可能是流域内不同地理位置、不同行政区域的工业企业或居民，因为一条河流可能会流经多个国家（如欧洲的莱茵河）、多个省市，即存在跨区域、跨界外部性问题。对上面的模型进行扩展，则中游行政区域的福利函数为：
Fr=f（Xrr，Xrs，Xrt）
式中，s、r、t分别表示流域上、中、下游的行政区域；
Xrr表示r区域经济主体（生产者或消费者）所主导的经济活动，自身所产生的外部影响自己承担；
Xrs表示s区域经济主体（生产者或消费者）所主导的经济活动，污染者排放污染物所带来的外部成本由r区域承担，r区域内生产者或消费者支付的污染防治成本都会导致自身福利的损失；
Xrt表示r区域内生产者或消费者保护水环境所带来的正外部性活动，如流域中游地区为防止水环境质量恶化而进行的治理污染行动（如建设污水处理厂、人工湿地、植树造林等）。
尽管这种治理污染行动对中游地区自身福利的改善也有一定的正外部性，但由于中游地区治理污染行动所获得的收益比全部收益要少，同时考虑到这种巨额投入的机会成本，导致中游地区治理污染行动的投入严重不足，正外部性小于福利损失的负外部性，因而对地方福利的总体影响可能为负（宋国君，2003）。
一个流域往往横跨多个国家、省、市，即使在同一行政区内也往往涉及多个管理部门，因此各个行政区或管理部门独立决策、各自为政的控制和管理并不能获得最佳的经济效益和环境效益，解决流域外部性问题需要从全流域、全要素的角度出发，打破行政以及管理部门的分割与界限，才能取得较好的水环境保护效果。这一理论为本书水环境保护管理体制和实施机构的分析奠定了基础。
2．流域综合管理的系统论思想
系统论的核心思想是系统的整体观念，系统科学的创始人之一贝塔朗菲（1987）强调，任何系统都是一个有机的整体，它不是各个部分的机械组合或简单相加，系统的整体功能是各个要素在孤立状态下所没有的新质。用整体分析法进行政策研究的核心是：从全局出发，从系统、子系统、单元、元素之间以及它们与周围环境之间的相互关系和相互作用中探求系统整体的本质和规律，提高整体效应，追求整体目标的优化。
流域水环境就是这样一个复杂的大系统，不仅包括水资源的开发利用，也包括水环境和水生态的保护（张庆丰，1997）。在这一复杂大系统中，其中一个单元发生变化，都会通过系统内部的物质循环、能量流动和信息传输导致其他单元甚至整个流域系统发生变化。同时水资源是流域系统中典型的物质流，无视人为的、行政的分割，任何单个子系统即单个地区或单个部门分割解决问题的方案几乎不可能在本地区或本部门内部得到很好的解决。尽管保障人体健康和水生态安全是全流域人民的共同利益，但由于水资源开发利用、低标准排放带来的利益和水污染造成的环境损害成本、环境修复成本、污染治理成本在不同利益相关者间的分配并不平等，在流域水环境保护相关政策缺位的情况下，个体或局部地区做出的看似合理的决策和行为将导致整个流域系统不合理的后果。因此，水环境保护工作应当从系统特征出发，综合考虑各行政区域、各部门以及水质、水量、水生态等各要素，任何单一地区、单一部门或单一要素的处理都是片面的，甚至是事倍功半的（陈宜瑜，2008）。
流域综合管理理论为流域水质达标规划的决策和实施指明了方向，就是要从整个流域大系统的角度来建立有效的决策和实施机制，考虑所有利益相关者的诉求，最终确保流域水质达标规划可实施、可操作、可执行，提高整体管理效率。
3．政策整合是流域综合管理的基本要求
政策整合这一概念被学术研究关注最初源于环境政策一体化（Environmental Policy Integration）概念的提出，环境问题得到密切关注、可持续发展成为普遍接受的社会最终目标等都对政策整合提出了需求。政策系统是一个复杂系统，复杂系统的特征是由其组成部分之间的相互关系而不是单独部分本身决定的，政策间的相互关系对政策体系的目标实现具有重要意义。目前国内外理论界对环境政策整合EPI（Environmental Policy Integration）的认识体现在不同的层次上：Arthur P. J. Mol（2003）在较微观的层次上将EPI定义为“环境目标、政策或者环境机构与其他目标、政策或机构的整合”；欧盟在更广的范围内将EPI拓展至不同领域的政策整合：“把环境因素整合进其他政策与活动的实施过程”；William M. Laffery和Jorgen Knudsen（2007）则站在更高的层次上指出：政策整合是解决经济、社会和环境问题之间权衡的工具，政策整合不仅是一项重要手段，也是可持续发展的重要目标。另外，Arthur P. J. Mol（2003）在EPI基础上提出JEP（Joint Environmental Policy）联合环境政策的概念，更注重呼吁政府部门与私人部门在环境领域的合作。
随着我国经济社会的不断发展，法律体系、政策环境、文化背景都发生了动态变化，单一的、缺乏联系的政策，其直接效应和溢出效应不仅不利于解决问题，而且可能会产生重叠、冲突以及新的问题和资源浪费，若政策体系不及时更新、不迅速协调，必然会引起民众质疑并引发社会矛盾。因此，开展政策整合是十分必要的（蔡英辉，2012）。
流域水环境、水资源的整体性和水环境问题的复杂性，要求水环境保护相关法律政策进行整合和部门管理一体化（孙法柏，2012）。相反，水环境保护法律政策和管理的碎片化，提高了水环境保护的成本，降低了水环境治理的效率，必将挑战传统的水环境保护制度和管理方式（张磊，2010）。在传统的政府主导的水环境保护模式中，法律、法规、规划、政策等都是自上而下分部门单独制定的，存在分割化、碎片化、协调性不足等问题；部门之间职能交叉重叠、决策周期长、信息交流不充分等问题也很突出；同一部门政策之间也缺乏联系，导致政策间重复与冲突，增加了管理成本。因此，政策整合是流域综合管理的基本要求，通过对我国已有水环境保护相关法律、政策进行分析和整合，将我国目前分割的、碎片化的水环境保护政策形成一个有价值、有效率的政策体系，从而降低政策的执行成本以及信息不对称带来的信息成本、监督管理成本。
（四）公共政策理论
1．公共政策
罗伯特·艾斯顿（Robert Eyestone）在1971年出版的《公共政策的路径》一书中对公共政策给出了宽泛的定义：公共政策就是政府机构和周围环境之间的关系。政策科学的创立者哈罗德·拉斯韦尔认为，公共政策是一种含有目标、价值与策略的大型计划（林水波，1982）。美国著名学者戴维·伊斯顿（1971）认为，公共政策是政治系统权威性决定的输出，因此它是对全社会的价值做有权威的分配。我国学者陈庆云（2006）认为，公共政策是政府根据一定时期的特定目标，通过对社会中各种利益进行选择与整合，在追求有效增进与公平分配社会利益的过程中所制定的行为准则，同时对利益的分配也是一个动态过程。尽管各位学者对于公共政策的定义有所不同，但均指明了一点，即公共政策与全社会的利益、价值直接相关。环境政策是国家（不仅指政府）为保护环境所采取的一系列控制、管理、调节措施的总和（夏光，2011）。由此可见，环境政策是公共政策的一部分，也是对利益或价值的一种分配，体现了国家为保护环境而做出的各种制度安排、改进与创新。但与其他公共政策相比，环境政策有具体性、有效性、适时性、多样性等特点。流域水质达标规划是水环境决策的重要形式，也是流域内各利益相关者之间利益和价值再分配的重要手段之一，因此具备公共政策属性。
2．公共政策分析与评估
在政策科学中，政策分析与评估是一个不断循环的过程，如图2-2所示。通常是一些社会热点问题或重要事件首先引起社会重视，部分问题将被纳入政策议事日程，这些问题将进一步被遴选和排序，也就是说，一些问题会被保留，而另一些问题将会从议程中删去，或重新被构建；在政策分析和评估过程中，备选方案逐渐形成，通过各种渠道被各利益相关者（政府、企业、公众）讨论、比较；进而形成具有较高一致性的观点和意见，这些观点和意见传递给政治家，由他们做出最终的政治决策，包括政策的基本思想、目标和策略；接下来是政策实施，政策被细化成具体的实施手段并被相应的机构执行；政策效果包括预期效果和非预期效果；政策通过影响社会行为导致新的问题或者通过解决旧的问题使原来也存在的问题显现出来，这些问题进入下一个政策循环。
图2-2 政策循环示意图
政策分析与评估在政策循环中的位置和角色十分重要。很多文献都将“分析与评估”视为政策循环的倒数第二个环节，将其最终结果和同时发生的社会影响作为最后一个环节。但是如图2-2所示，“分析与评估”的位置在整个政策循环的中心，指向每一个政策环节。政策评估的对象包括每一个或者多个政策环节，很多政策评估问题只有在对政策循环中更大尺度的部分进行分析和评价时才能被充分地解答。
借鉴公共政策分析与评估理论，流域水质达标规划的分析与评估，不仅是将规划实施后的效果与规划目标进行简单的对比，而且是对规划整个系统的分析与评估，包括流域水质达标规划的政策框架体系、规划现状、主要政策手段、管理体制、管理机制以及规划主要内容（水环境质量评价、污染负荷估算、水质目标确定、方案筛选、资金机制、规划实施机构和实施计划等），同时关注规划实施后的效果、效率和公平性。
3．公共政策制定
政策制定是为达到具体的政策目标所采取的政策工具。在政策制定之前，需要考虑适合的政策手段类型。宋国君（2008）对我国环境政策手段进行了全面的分析，并对命令控制、经济刺激和劝说鼓励等政策手段的特征和内涵进行了详细阐述，其中命令控制手段需要有法律权威性、强制性、严格的惩罚措施和较强的执行力。虽然在当前环保领域，经济刺激手段如排污权交易等逐渐被采用，但传统的命令控制型手段仍然占主导地位。《水污染防治法》（2017）明确规定：“地方各级人民政府对本行政区域的水环境质量负责，应当按照水污染防治规划确定的水环境质量改善目标的要求，制定限期达标规划，采取措施按期达标。”因此，流域水质达标规划制度本身作为一种命令控制型手段，其制度设计理应符合命令控制型手段的要求。
对于政策制定过程，大多数的政策科学家从狭义的角度予以理解，认为政策手段制定是指政策形成和政策规划（陈振明，2003），包括议程设立、方案规划和方案的合法化等环节或阶段。规划方案的基本内容是方案设计和方案优化，方案设计是针对要解决的问题运用各种定性和定量分析手段，设计出一系列可供选择的方案。方案的择优是通过系统的分析、比较和可行性论证，在多个备选方案中确定一个能最大限度实现既定目标的方案的过程。
同时，依据政策制定的过程要求，需要考虑政策方案的合法化。兰秉洁（1994）认为，政策合法化就是通过法定程序，提交有关机关讨论通过，并以公报、决定、决议等形式向全社会公布，使得政策取得公认的合法地位和全国人民认可、接受和遵照执行的效力。陈振明（2003）指出政策合法化是指法定主体为使政策方案获得合法地位而依照法定权限和程序实施的一系列审查、通过、批准、签署和颁布政策的行为过程。可见，政策合法化是流域水质达标规划制度设计的重要环节，实现水质达标的规划方案必须经过政府审批通过，实现规划执行合法化。
上述传统定义仅仅将政策合法化限定于政府对于政策是否可行的认可，随着公众参与生态环境社会治理理念的逐步普及，公众参与将是政策合法化的应有要求之一。公众参与将是检验政策是否可行以及多大程度上可行的事实证据。在环境保护过程中，公众有权通过一定的途径，参与政策方案制定和了解政策方案执行所导致的公众社会成本和效益情况，信息公开是实现公众参与的先决条件（宋国君，2003）。同时，政策的公众参与，尤其是弱势群体的意见表达，是解决公共政策信息不对称和决策公平的基本前提。
综上，政策手段类型理论明确了流域水质达标规划制度作为命令控制型政策手段应具备的特征和要求，政策制定的方案规划设计理论为流域水质达标规划编制提供方法和原则，政策合法化理论为流域水质达标规划制度中的政府审批、公众参与和信息公开程序设计提供理论基础。
（五）污染者付费原则理论
资金机制是流域水质达标规划能否顺利、有效实施的基本保证，资金机制的成败主要取决于规划制定资金机制所倡导的原则，原则在资金机制的建立和完善的过程中具有非常重要的指导意义。污染者付费原则就是流域水质达标规划资金机制得以合理实施的主要原则。
污染者付费原则（Polluter Pays Principle，PPP）也被称为污染者负担原则，是指污染环境造成的损失及治理污染的费用应当由排污者承担，而不应该转嫁给国家和社会，目前已成为世界各国在污染治理和环境保护工作中关于如何分配污染防治措施成本的基本原则。OECD（1974）对污染者付费原则做出的界定是：污染者应承担为了确保环境处于可接受水平，由公共机构决定污染防治措施的成本，并要求世界各国不应该对工业企业的污染控制和治理措施采取不当的补贴或税收优惠，否则就会造成国际贸易的扭曲。因此，污染者付费原则可以被解释为“非补贴规定”，即污染者应当承担污染控制和环境损害的全部费用。
关于实施污染者付费原则的政策手段，OECD指出无论是通过命令控制型手段还是通过经济手段（即税费手段），只要令污染者付出确保环境处于可接受水平的成本都是可以的。因此，污染者付费原则并不仅仅局限于字面上的“付费”，只要污染者承担其所造成污染的全部成本即可。污染者付费原则可以通过多种手段来实施：法律法规或禁令、各种排放标准和污染税费，两种或两种以上手段也可以一起使用。实际上，OECD还肯定了命令控制型政策的作用，“命令控制型政策（如直接管制）可以迅速削减污染物排放和达到环境目标，以减少不能接受的损害，保障人体健康和水生态安全”。
“谁是污染者”“污染者应付多少费用”以及“付费资金应流向何处”是污染者付费原则的三个核心问题，回答好这三个问题将有助于掌握污染者付费原则的基本思想。图2-3展示了污染者付费的标准流程，共分为三个部分，分别对应着以上三个问题，其中，区域Ⅰ界定了“污染者”和“非污染者”，区域Ⅱ明确了污染者的付费标准，区域Ⅲ阐明了付费的资金流向（杨喆，2015）。以下将详细解析这三部分内容。
图2-3 污染者付费原则
1．污染与污染者
污染是由人类活动直接或间接地向环境中排放一定数量和浓度的物质（或能量），当排放量超过环境自净能力时使人类社会和自然环境产生如健康损害、财产损失、生态退化等现象。导致环境污染产生的物质即为污染物。
污染的存在是客观的，但它的界定具有主观性，因此污染是一个相对概念。基于科学认识，权威机构对一定范围内的环境要素设定质量标准和排放标准，并根据这些标准判别环境污染是否存在，即管理意义上的“污染”。
环境质量标准是国家为保护生态环境和人体健康，对环境中污染物容许含量所做的规定。我国于2002年颁布了《地表水环境质量标准》，根据地表水水域环境功能和保护目标，按功能高低划分为Ⅰ～Ⅴ类，不同功能类别分别执行相应类别的标准值。污染物排放标准是国家对人为污染源排入环境的污染物的浓度或总量所做的限量规定。依据环境质量标准制定的环境无退化的污染物排放标准是衡量“污染”的标尺。随着认识能力、科技水平、社会需求的变化，环境质量标准和污染物排放标准会相应变化，管理意义上的“污染”也会随之变化。
污染者是直接或间接向环境排放污染物的单位和个人，是造成环境污染的行为主体。对污染者的界定主要依据其行为是否造成环境污染，即是否会使环境退化。具体来说，某一主体的排放行为如果没有造成环境退化，即排放水平达到了环境无退化的污染物排放标准，就不是管理意义上的“污染者”，反之亦然。例如，某企业向目标水质为Ⅲ类水的功能区排放废水，如果该企业通过自身治理，达到Ⅲ类水或更高的排放标准，没有造成环境退化，那么该企业就不是“污染者”；反之，如果受纳水体水质已经低于水质标准，天然来水水质也低于水质标准或者没有天然来水，此时若该企业废水排放低于Ⅳ类水标准，即使达标排放也会造成环境退化，成为“污染者”。另外，如果某一行为主体排放了污染物，但其委托第三方（如环保公司）进行治理，并且治理后的废水排放不会造成环境退化，则不是“污染者”。
2．付费
污染者付费的核心思想是应当由污染者承担确保环境处于可接受水平（或环境无退化）时的全部费用（即全部成本）。污染者不付费或者少付费，都会使污染者受益，社会受损。另外，若某一主体行为并不造成环境污染，则不应对其收费，即“不污染不付费”。再有，污染者付费原则的最终目的是“污染者治理”，即通过全成本付费促使污染者选择自身治理或委托第三方治理，最终使排放水平达到环境无退化标准。一般而言，污染的全部成本包括治理成本和外部成本，是制定付费标准的基础。
对于排放污水的治理而言，污水收集管网、污水处理厂、污泥处理厂、排水管网以及企业或排污者私有的污水处理设施等都是污水治理系统的组成部分，所有用于这些工程的投资和运行费用，都可以视为污水排放的治理成本。而全部治理成本指达到环境无退化的排放标准时所发生的治理成本。由于不同功能区的水质目标不同，排放标准应“因地制宜”，由此产生的治理成本会存在地区性差异。污染者可以根据技术水平、治理成本、管理能力等情况，对不同的行为做费用—效益比较，选择自身治理或委托第三方治理污染。而无论怎样选择，最终的目的是通过支付全部治理费用使外部成本内部化，使环境无退化。
污染的外部成本主要体现为环境损害成本，即污染物对人体健康和水生态安全带来的损害、生物多样性丧失。这样的环境损害往往具有潜在性和不可逆性。例如，在污染河流附近的居民可能在短时间内的健康状况不会受到太大影响，但长时间饮用或接触不干净的水可能会引发癌症等恶性疾病。又如，某一珍稀物种由于其赖以生存的河流受到污染而灭绝，那么这种损失将是不可逆的。因此，污染的外部成本虽然难以货币化，但普遍认为其代价高昂，一旦发生，很难修复如初。
污染者承担的治理成本和外部成本之间存在着此消彼长的关系，如图2-4所示。污染者大致有三种行为选择：承担全部治理成本、承担部分治理成本、不承担任何治理成本，其对应的外部成本有较大差异。当污染者的排放水平达到环境无退化标准时，排水的全部外部成本内部化，此时污染者为达标排放所支付的治理成本就是全部成本。当污染者排放的污水没有达到环境无退化标准、会污染环境时，就会产生外部成本，如果没有严格的制度保障，企业往往不会去承担这些外部成本，这意味着污染者只承担了部分治理成本，其余成本由社会负担，这就违背了污染者付费原则。当污染者没有处理排放时，其没有承担任何治理成本，如若此时污染物排放浓度较高，就会产生严重的环境退化，外部成本大幅上升，全社会负担加重（杨喆，2014）。
图2-4 治理成本与外部成本的关系
无论污染者不付费还是少付费，都会造成“谁污染谁受益”“全社会承担外部成本”的不良后果。一般来说，环境损害具有不可逆性和长期性，导致生态修复和损害赔偿费用相当高。因此，环境污染发生后的外部成本往往远高于使排放水平达到环境无退化标准时的治理成本，与其事后“补救”，不如事前“治理”。倘若严格遵守污染者付费原则，理性的做法应当是承担全部治理成本（可以选择自身治理或委托他人治理）使排放水平达到环境无退化标准，此时成本最小，环境效益最大。另外，由于外部成本往往难以货币化，而治理成本较容易计算，因此承担全部治理成本更具有可行性。
由此可见，污染者付费原则的真正含义的是“污染者治理”，污染的全成本是制定付费标准的基础，但付费只是手段，治理污染才是结果，目标是确保环境质量不退化。如果不基于全成本进行付费，不仅会产生外部损害，还会获得内部收益，即环境红利（经济主体在自身发展过程中通过产生外部性进而获得发展的额外收益）。事实上除了企业获得的超额利润外，环境红利还包括政府获得的超额税收，公民获得的超额收入，几乎全体社会成员都是环境红利的受益者（马中，2014）。
但是环境红利不可能长期存在。当水污染物的排放在水环境承载力的阈值范围之内时，水环境可以通过稀释、降解和消纳污染物来降低污染治理成本，保障我们的经济高速增长和企业获得超额利润，此时不会产生环境损害；但如果水污染物的排放超过环境阈值，水体几乎会丧失所有的使用功能，此时会产生环境损害并带来高额的环境治理、损失、损害和修复成本，反过来制约经济的可持续增长（马中，2014）。如图2-5所示，短时间内，经济总量增长快速而环境成本增长缓慢，单位时间内产生的社会净效益极大。但随着时间的推移，一方面，环境污染经过一段时间的累积超越环境阈值，产生了环境损害，这时环境成本除了治理成本之外，还将包括损害成本和修复成本；另一方面，经济总量也由于环境红利的边际效应递减而增速放缓。当时间到达t，环境成本与经济总量相交于s点，此时社会边际效益为0，当这种趋势持续下去，经济总量就会小于环境成本，社会效益总量呈负增长。因此，在流域水质达标规划的实施过程中必须要遵循污染者付费原则，否则污染者造成的外部成本不会被全部内部化，进而带来环境损害和代际的不公平。
图2-5 环境成本与经济总量在长时间尺度中的变化
3．资金流向
按照污染者付费原则，资金主要有两个去向：一是用于政府或第三方采取集中性的污染防治措施，使治理后的排放水平达到环境无退化标准；二是对已造成的环境损害进行生态修复和民事赔偿。需要强调的是，污染者支付的费用不应当通过补贴或税收优惠的形式再返还给“污染者”，使污染者没有承担全部费用，从而违背污染者付费原则。另外，如果付费环节没有足额到位，那么公共治理污染以及消除环境损害的费用只能由中央或地方财政来承担，用全体纳税人的钱为“污染者”埋单，显然不公平。
（六）机制设计理论
在公共政策领域，机制影响着利益相关者行为选择的方式和社会互动过程中的动态利益格局。机制无法独立存在，是依靠制度的建立而形成的，没有制度就没有机制，机制是制度的关键组成部分。
诺斯（1990）将制度定义为：“制度是指规范人行为的规则，它们抑制着人类交往中可能出现的机会主义行为，并无例外地对违反规则的行为施加以某些惩罚。”该定义强调，制度是为约束人们的行为关系而设定的一些制约条件。但由于在现实经济生活中，人们拥有的信息量和处理分析信息的能力大不相同，从而导致个人理性与集体理性之间的冲突。新制度经济学认为，制度的关键作用是在信息不对称、决策分散化的环境下，如何设计一套约束行为人个体预期和集体预期相一致的激励机制。因此，诺斯将机制设计作为制度构成的一个很重要的方面，认为制度形成之后就必须付诸实施，制度对人们的行为关系做出规范，如果不执行或未有效执行，就等于没有制度或制度失效。离开了实施机制，任何制度将会形同虚设。
因此，在制度设计研究领域，机制设计作为其核心研究内容，通过设定合理的约束规则和激励相容，规定利益相关者的行为方式和社会经济利益分配格局，以解决制度的运行结果与预期目标的一致性问题。没有制度，机制的作用发挥无法保障；没有机制，制度将无法有效运行。机制设计理论已经成为制度设计研究的主流理论基础。赫维茨最早提出了机制设计理论，他认为供给公共产品存在严重信息不对称，任何利益相关者都会选择隐瞒真实信息来获取更大收益，导致资源配置的帕累托最优难以实现（Hurwicz L.，1973）。因此，需要设计一种有效的激励约束机制，激励经济人报告真实的信息，并在追求个人利益的同时能按照事先制定的规则行事，使其追求个人利益的行为与集体或社会价值最大化的目标吻合。由此可以看出，机制设计理论目的是在信息不对称的条件下，通过设计一种满足多个利益相关者之间的博弈规则，从而实现利益相关者之间各自期望目标的激励相容。
为了避免政府干预失灵的风险，客观上要求流域水质达标规划制度设计必须遵循机制设计理论要求。因此，机制设计理论是流域水质达标规划制度设计研究中的核心理论依据，通过建立合适的激励相容机制，确保中央政府和地方政府之间委托—代理关系，在实现水环境质量标准目标中的责任划分关系达成一致性。