第三节 国内外研究现状及评述
通过对国内外相关文献进行收集和整理，本研究拟从环境会计、水资源资产系统、水资源资产及负债的概念和特点、水资源资产及负债的核算方法、水资源资产化管理等方面进行研究与分析。
一、环境会计相关研究
（一）环境会计的概念
20世纪70年代，Beams的《控制污染的社会成本转换研究》一文的发表，标志着环境会计成为会计研究的全新领域。在此之后，人们对环境会计的研究逐步深入，1990年Gray的《绿色会计：Pearce之后的会计职业界》的出版使得环境会计成为国际上诸多学者广泛关注的重点议题。他指出环境会计的本质是“一种反映人造资产和自然资产增减的会计，最关键的是在二者间转换的会计”，即环境会计主要是核算和披露人造资产、自然资产以及不同资产之间的类别转换［17］。
随着研究的深入开展，学者们从多方面对环境会计相关理论进行创新性探索。国外学者对于环境会计内涵的界定如下：Beams指出环境会计是“向特定信息使用者或社会公众提供具体核算主体经济活动的环境与社会影响信息的过程”［18］。美国环保署将环境会计分成国民收入会计、财务会计与管理会计［19］。对于环境会计的划分涉及宏观层面和微观层面，现阶段学者的研究主要从微观层面展开。此外，还有学者进一步将环境会计分为传统环境会计（即管理会计、财务会计）与生态会计，并指出环境会计必须充分体现核算主体与环境之间互动反馈的过程［20］。
我国环境会计的研究始于20世纪90年代，葛家澍和李若山发表了《九十年代西方会计理论的一个新思潮——绿色会计理论》，此后环境会计正式成为学者研究的崭新领域［21］。关于环境会计的代表性定义包括：徐泓指出环境会计作为会计学的分支，其具体程序包括确认、计量及报告［22］；许家林和孟凡利提出环境会计的基本原理并未脱离传统会计，需要结合各种会计计量属性，披露核算主体的环境活动和环境相关的经济活动［23］；袁广达将环境会计作为传统会计的分支，采用货币与非货币为计量方式，根据环境保护相关政策反映经济社会发展与环境之间的关系，核算会计主体的环境绩效与环境活动的财务支出［24］。
环境会计是将环境学、环境经济学与会计学相结合的综合性研究领域。刘明辉和樊子君认为环境会计既包括以单一主体为核算对象的微观环境会计，还包括以国民经济为核算对象的宏观环境会计。此外，类似于将会计划分为财务会计与管理会计，环境会计也可分为外部环境会计与内部环境会计［25］。孟凡利认为环境会计需要遵循会计基本原理与方法，且必须结合环境学、环境经济学（包括污染经济学、资源经济学、生态经济学等分支学科）、发展经济学等学科的理论和方法，最终形成一套完整的环境会计理论方法体系［26］。此外，他认为环境会计中需要设置会计主体，该主体作为社会体系中的一个单元与环节，需要承担一定的社会性责任，否则将难以建立环境会计体系。此外，不仅仅需要考虑会计主体的经济利益，还需要将会计主体的环境效益以及两类效益相组合。与传统的会计计量相比，环境会计计量也发生了较大的变革，既存在货币计量，也会频繁用到实物计量，在货币计量过程中除了涉及历史成本外，也会采用其他计量属性［27］。
（二）环境会计的目标
会计目标作为会计理论体系的逻辑起点，成为环境会计理论的核心研究内容之一。孟凡利认为不管将会计作为信息系统还是管理活动，其目标均是对外提供有用的会计信息。这一理念也适用于环境会计，即环境会计的基本目标是向信息使用者提供有用的环境会计信息［28］。朱学义和安庆钊提出环境会计的目标是为管理人员、政府部门、债权人以及公众披露环保、公害防治以及消除等环境信息［29-30］。杨世忠和曹梅梅提出环境会计从价值维度体现国家或区域的资源环境开发水平，为政府部门制定社会经济发展战略、调控宏观经济发展以及推动可持续发展提供依据［31］。游静提出环境会计主要为信息使用者提供环境信息，其中环境资产与环境负债作为最基础的环境会计要素，是其他环境会计要素的基础［32］。相福刚将环境会计目标划分为宏观层面目标与微观层面目标，其中宏观层面目标要求企业结合自然环境规律实施绿色生产，提高社会综合效益，微观层面目标是向企业利益主体提供相关环境成本费用信息，同时披露管理层受托环境责任履行情况［33］。Clo等指出通过政府管制的方式能够带来环境质量提升，在环境目标存在缺失或达不到理想状况的情况下，可以采取环境监督等手段实现环境目标［34］。
我国环境会计的发展受到政府的关注，其受托责任对象主要为政府。国内学者以受托责任观为基础，将环境会计的目标设定为“管制有用观”：张晓蓉提出以日本为代表的发达国家将环境问题摆在相当重要的位置，推动了国外环境会计的发展进程，这对于我国政府部门制定与实施环境会计政策具有一定的参考价值与借鉴意义［35］；章茜指出政府管制在较大程度上影响了环境会计的实施，且二者之间具有相互协调作用［36］；李静提出环境法律法规的规范性与系统性对环境会计信息质量产生直接影响，政府需要在整个流程上对企业环境治理实施有效监督［37］；宋梅和田文利提出环境会计信息对政府部门的监管起到补充完善作用，同时高质量的环境会计信息离不开环境法律法规的完善［38］。环境会计的目标主要是解决向谁披露环境会计信息和披露什么方面的环境会计信息问题。环境会计信息使用主体通常包括政府部门、管理人员、债权人以及社会公众等。对于政府部门而言，其主要是根据环境会计信息判断环境活动和环境相关的经济活动的合规性。对于所披露的环境会计信息内容，目前学者们所达成的共识是披露环境受托责任信息，但是对于环境受托责任的详细内容，学者们尚未达成统一的意见。
（三）环境会计的对象
环境会计的对象包括资源与环境两个方面。环境是指人类赖以生存的外部条件的客观状态，通常包括各类资源。资源是指人类能够掌握并利用的各类要素的集合，具体分为自然资源、人力资源、信息资源、财务资源及其他资源等。杨世忠和曹梅梅认为环境会计的对象为环境资源的存储、消耗及转换状态，并指出环境会计所核算的资源特指对环境产生影响的自然资源，即能够用货币量化的自然资源［31］。
孙兴华和王兆蕊提出环境会计的对象为所有的自然资源环境［39］。张百玲认为可以根据自然资源的储存数量、可再生性以及补偿方式的差异，对自然资源划分类别逐一核算，并通过建立账户的形式反映资源存量、使用量及补偿量等情况。其中，对于可再生性资源而言，政府部门应重点关注其使用量与补偿量之间的平衡，并确保尽快恢复其原有状态，达到存量增加和存量减少的平衡；对不可再生资源而言，应限制其贷方的支出，并尽量借助替代资源建立替代资源账户，具体可以设置资源与污染流量账户、环保支出账户等［40］。
二、水资源资产系统相关研究
自然资源资产是指由政府部门拥有或控制的、能够给社会经济系统带来经济效用的自然资源；而自然资源是指在自然状态下并未带来任何经济效用的资源［41-43］。自然资源资产具备系统性特征［44］。系统是指具备特定的结构和用途的集合体，通常由自然系统、人工系统及复合（自然+人工）系统组成。自然系统的构成主要是各类自然物质，包括了生物系统、生态系统及水文系统等［45］。在发展过程中，自然系统和外部环境进行物质及能量的交换与循环［46］。
（一）自然资源资产系统研究
国内外与自然资源资产系统相关的研究大多关注自然系统和人类系统间的相互作用。Holland和John总结提出人类生存发展和资源环境的适应性使得流域系统更为复杂［47］；Dirnböck等和Lasanta等认为产业发展进程影响了植物的生长环境，改变了地区生态系统的特征，并使得草原牧地的物种丰富度受到削弱［48-49］；Liu等归纳了自然与社会耦合系统的特征［50］。我国学者李新玉较早就提出要统筹考虑社会经济与自然系统之间的关系，提出了由社会、经济、自然构成的复杂系统，同时也强调了自然系统发挥着无可替代的基础支撑作用［51］。邓宏兵（2000）认为社会经济与自然系统在空间上存在耦合特征，在区域层面自然系统对社会经济产生反馈作用［52］。季民河等对自然系统及人类系统分别进行了界定，并分析了多代理模式下的自然及人类系统耦合互动机制，将其应用到美国北部城市土地管理制度的效果评价之中［53］。董世魁等针对全球畜牧业系统不稳定性及边缘化的危机，提出利用“人文—自然”耦合机制保障畜牧业的多元化发展［54］。顾恩国和鲁嘉珺将离散动力学模型应用到自然与环境系统之间的耦合关系分析之中［55］。苗苗和李长健构建了土地利用与社会—经济—自然系统耦合协调模型，提出在不同区域不同规模的城市应积极利用自身的优势［56］。陶建格等认为物质流和能量流是自然资源在生态系统内进行循环的基本前提，也是构成经济系统的重要前提。自然资源在经济和生态系统以物质流和能量流的方式进行循环，在经济系统过度消耗自然资源或过度排放污染物的情况下将会产生资源环境问题，使得生态系统循环不能继续进行，最终导致经济系统失去正常运行的物质基础［57］。
（二）水资源循环系统研究
水资源循环系统是连接自然与社会系统的重要环节，该系统由自然水循环和社会水循环构成，两者之间相互影响并相互制约［58］。国外学者的研究较多聚焦于在不同水资源循环阶段下自然、人工及社会系统之间的协同发展。
Merrett结合“Hydrological-Cycle”这一概念，初步提出“Hydrosocial-Cycle”理论框架，并基于城市水循环理论提出了社会水循环模型［59］。Falkenmark分析了自然水循环与社会水循环的相互作用机制［60］。日本“构筑健全的水循环系统省厅联席会”指出从宏观、中观以及微观维度构建水循环系统，分别对应海陆系统水循环、自然—社会水循环、家庭和建筑等内部水循环三个部分［61］。Merrett研究并构建了包含实体水和隐含水的区域水循环通量平衡分析框架［62］。国际水文科协以“变化中的水文循环与社会系统”作为2013—2022年科学探索的重点方向［63］。
王浩等较早提出了“自然—社会”二元水循环论［64］。在水资源的开发利用过程中，实现了单一自然水循环路径向“自然—社会”二元水循环路径的转变［65-66］。陈家琦等分析了社会经济活动对生态系统的影响［67］。此后，学者们陆续以二元水循环论为基础，开展了具体的应用研究。贾仰文等建立了二元水循环理论下的分布式水文模型，以黄河流域为研究对象，验证了水资源的循环过程［68］；随后，将该模型又应用到海河流域水资源调控研究中［69］。王润冬等针对农田水循环过程，利用二元水循环模型进行相应的探索［70］。徐凯等（2014）将二元水循环与多目标优化决策相结合，对水资源调控方案进行分析评价［71］。王喜峰提出水资源资产在本质上和社会水循环通量的口径一致，并将二元水循环论与水资源资产化管理研究进行了有效结合［72］。二元水循环主要以实体水资源为分析对象。除此之外，在经济社会中还广泛存在着包含在货物中并以贸易方式流通的虚拟水，并且虚拟水在较大程度上影响了社会水循环过程［73］。基于此，学者们进一步以二元水循环论为依据，提出了“三元”（自然—社会—经济）水循环论。邓铭江以农产品为例，构建了“自然—人工侧支—虚拟水流动”为基础框架的三元水循环模型［74］；吴普特等（2016）拓展了实体水与虚拟水“二维三元”耦合内涵，提出以不同状态下水资源耦合流动为基础的理论分析［75］。
三、水资源资产及负债的概念和特点相关研究
（一）水资源资产概念及特点
《国际水文学术语词典》中提出，水资源是在特定时间和特定空间内，为满足特定需求的可被取用或经处理后能被利用的水，且其本身具有充足的数量和合适的质量。在理论界中，水资源资产尚未形成被广泛认可的统一概念。目前提及较多的是水环境经济核算系统（System of Environmental-Economic Accounting for Water，SEEAW）对水资源资产的界定。水资源资产是指在本国范围内，能够在某个时期给人类生产生活提供效益并会被全部消耗的淡水资源［76］。澳大利亚水资源会计准则（Australia Water Accounting Standard，AWAS）将水资源资产界定为：可被计量并且可带来效益的地表水和地下水［77-78］。
自20世纪末开始，我国学者展开了水资源的资产特征研究，并对其概念进行定义。在会计层面，水资源是指普遍存在于生产活动中的、被其所有者拥有或控制的、预期将产生经济效益的水［79］。结合水权的特性，水资源具备资产的普适性特征，通过水资源实物量在不同地区及用水主体之间的配置形成所有权，且在实际利用过程中可以带来相应的经济利益。沈菊琴和陆庆春提出能够用作水权交易的水资源是由水利工程所提供或处理后能被利用的水资源。并非所有水资源均可被归为水资源资产进行计量，仅有通过现代技术获取、被人们所控制并使用且可计量的水资源才属于水资源资产［80］。随后，沈菊琴指出水资源可转化为水资源资产，其必要前提包括稀缺性、可计量性、被人们拥有或控制、采用现代科学技术完全取得［81］。也有学者从资源稀缺性、收益性、流动性、脆弱性、不可替代性、更新速度慢等方面阐述了水资源资产的特性，并对水资源和水资源资产进行严格区分［82-84］。
随着研究的不断深入，水资源资产的概念内涵不断完善。孙萍萍等认为水资产由水流资源（即水资源资产）、水利资产、取水许可与水域租赁及水生态系统服务等构成。在这之中，水资源资产包括了内陆范围内全部可被开发并用于人类生产生活的水量资源［85］。陈波参考澳大利亚水会计准则，指出对于用水主体而言水资源资产不仅包括由政府部门配置水权而取得的水资源资产，还包括了由供水计划或水权交易取得的“应收未收的水量”等债权性水资源资产［86］；同时，她设定水资源资产的确认条件为：能够给利益主体提供预期经济利益且实物量能被计量［87-88］。相比于传统意义上的资产确认条件，水资源资产的确认条件不符合“企业过去的交易或事项形成，由企业拥有或控制”要求，这主要是因为水资源资产属于公共物品［89］。孙振亓等提出水资源资产包括四个方面，分别是水体资产、水域资产、水利资产及水环境容量。其中，水体资产即为水资源的量和质；水域资产由水载体、水域岸线及汇流区域构成；水利资产是指水利工程和水文监测等工程设施设备；水环境容量是指在确保生态功能和服务的基础上所能承载污染物的能力［90］。王然等提出水资源资产的确认应满足两个条件：第一是权属性，第二是收益性［91］。
（二）水资源负债概念及特点
国际会计准则理事会将负债的概念定义为会计主体因过去事项而承担的现时义务，该义务的履行会使得经济利益流出主体。在国际上并未给出自然资源资产的定义，国民账户体系（System of National Accounts，SNA）中也并不存在自然资源等非金融负债［92］。目前环境经济综合核算体系（System of Integrated Environmental and Economic Accounting，SEEA）也没有界定自然资产负债的概念，这导致无法明确划分债权方与债务方的权利及义务，并且责任主体难以制定相应的补偿措施［93-94］。对于是否应对自然资源负债进行确认，不同学者的观点之间存在较大的差异。学者们站在不同的角度提出自己对负债内涵的看法。以耿建新为代表的学者提出，SNA和SEEA将自然资源视为非金融非生产性资产，在核算中仅在资产部分进行列示，没有体现负债项目，故我国应与这些国际核算体系保持一致，不对自然资源负债进行确认和计量。同时，他提出可以将自然资源资产负债表更名为自然资源资产平衡表［95-97］。但更多的学者对此种观念持否定态度，并提出尽管当前自然资源负债的确认和计量在理论和方法上存在一定的困难，但为了推动报表体系的完善，必须将自然资源负债纳入核算体系［98］。陈艳利等结合自然资源负债核算的现时意义，提出不能忽略负债要素的作用。他指出自然资源负债是在权益主体不合理的利用方式下产生的，并表现为资源开发利用形成的损失及弥补损失而承担的现时义务［99］。张友棠等指出自然资源负债是在不合理的开发方式下，自然环境遭受破坏而产生的净损失，可以用将其复原至初始状态所需的价值进行衡量［100］。黄溶冰和赵谦提出负债是在生态系统治理环节或将其恢复至原有自然资源形态所需承担的代价［101］。张卫民等认为，负债是当前自然资源状态与法定红线目标之间的差距，是自然资源责任主体对资源与环境的“欠债”以及应承担的偿还责任和义务［102］。尽管对自然资源负债的内涵存在分歧，但总体上都认可自然资源负债账户是用作核算自然资源开发利用中的资源消耗、环境损害及超过资源管理红线的超额支出［103］。沈镭等认为导致资源过度消耗、环境污染及生态破坏的主体即为负债的主体，并结合实际情况进一步把自然资源负债主体界定为地方政府、集体及个人，或是相应的自然资源主管部门［104］。
对于水资源负债的概念，AWAS体系将其界定为使得水权益主体水资源资产减少而其他水权益主体水资源资产增加的当期债务。对于管理者而言，应根据规划定期向用水主体供应规定份额的水资源资产。如因水文年和财政年在时间上的差异而导致发生应供未供的水资源资产，则归为水资源负债进行核算。这一部分水资源量在当期实际并未被使用，将在下一核算期间用水分配中得以使用［105］。在AWAS体系中，水资源负债体现了各用水户间的用水份额挤占，由于并没有考虑到环境因素，故无法显示出人们生产生活对环境造成的影响。Luiten和Groot提出当水环境质量不符合既定标准时，意味着水资源无法实现其供给功能［106］。对于水资源负债概念的界定，当前学者尚未达成一致观念。参照SEEA和SNA体系，也有学者提出国际上只存在资产的计量而并没有负债的核算，故我国没有必要去对水资源负债进行核算；或指出水资源负债核算的复杂性，需回避对其开展研究。持“水资源负债存在论”观点的学者对水资源负债的界定存在分歧。当前的主流观念分为三类：一类是水资源的消耗成本及产生的生态环境损失；一类是以红线为判定标准的资源约束，即水资源的耗减、水环境的污染及水生态的破坏；还有一类是社会发展对水资源造成的“负外部性”及维持成本。
结合现有研究，水资源负债形成的主要原因是生产生活中的用水方式对水资源数量、质量、水环境及水生态系统产生的消极作用及较难恢复的破坏。如果某个区域的水资源开发利用程度高于30%~40%，就会面临水资源环境危机及一系列其他后果［107］。不管是从技术层面还是水资源可持续发展角度，区域水资源开发利用程度均不应为100%，而是应该考虑将水资源承载力的60%及以上部分分配给生态需水以确保环境系统正常运行。魏玲玲提出，用水主体对水资源开发利用产生负面影响，水资源负债是为缓解这种负面影响而需要承担的现时义务，可利用“红线”为标准进行确认［108］。周普等认为一些地区因超额开发利用水资源导致地面下沉、咸淡水界面下移等情况，从而引发水资源供需问题，这种超额利用形成的水资源负债（即超用水量）与水量分配相关［109-110］。黄晓荣等指出现行的法律法规明确了水资源的分配比例，当经济活动利用的水资源超过了法律赋予的权限总额时，过度消耗的水资源量即为水资源负债［111］。
关于如何实现水资源负债的确认，贾玲等提出应首先以环境为虚拟主体，在此基础上明确水资源资产和用水主体享有的水资源权益，以水资源权益份额作为确认水资源负债的临界点［112］。唐勇军等认为，水资源负债的确认需同时符合所有权主体与使用权主体对应存在、能被可靠计量两个条件［113］。汪劲松和石薇提出水资源负债属于联合负债，需要从水资源数量和质量两个方面设置相应的阈值，结合取水权与排水权的分配实现对水量负债及水质负债的确认［114-115］。黄晓荣等以我国最严格水资源管理制度为依据，将各时期实际用水量、用水效率、水功能区水质达标率与三条红线进行比较，当超过红线规定时，将其差额确认为负债［116］。这种思路仅为理论上的探索，并没有结合具体案例作出进一步的核算分析。周志方等指出水资源负债的确认应从最基础的负债概念出发，根据报表编制的最终目标对水资源负债进行重新界定，并尽量避免以“环保支出”“资源消耗”等作为确认依据。他认为水资源负债是过去的经济活动或预期事项导致的水资源量和质的损失，即水资源损耗价值和水质降级价值［117］。
四、水资源资产及负债核算相关研究
相比于传统的核算范畴，自然资源核算所涵盖的范围更为广泛，并涉及收入及社会福利的核算。自然资源核算的最终目标是反映经济活动下自然资源利用变化情况，以防止国家或地区陷入经济繁荣陷阱，即以环境破坏和健康危害为代价的经济增长之中。自然资源核算以定量的方式评估自然资源的枯竭和退化程度，进而评价经济增长方式的可持续性。自然资源核算将环境价值纳入传统的核算范畴，并将其与社会经济关联起来，为人们合理开发利用并保护自然资源提供参考依据［118-119］。自然资源核算主要涉及三个方面，分别是基于环境经济和经济分类的实物量核算、参照SNA体系连接实物量与价值量的混合核算以及考虑SNA核算准则差异的价值量核算［120-122］。现有研究主要侧重于实物量核算，而实物量核算主要是针对期初余量和期末存量的核算。
随着研究的不断深入，水资源资产及负债的研究逐步从概念内涵拓展到核算计量，具体包括水资源资产及负债的实物量核算和价值量核算。
（一）水资源资产实物量核算
在2014年，联合国统计署发布了《2012年环境经济核算体系：中心框架》（SEEA-2012），作为国际上第一个环境经济核算的正式标准［123-128］。SEEA体系是量化区域内核算期间水资源存量及其变动的主要依据。在综合分析地表水与地下水之间影响机制的前提下，设立水资源核算账户，对地表和地下水资源进行计量。在核算水资源资产实物量环节，通常会与降雨径流模型相结合。
澳大利亚、挪威、荷兰、芬兰等国家对自然资源的核算研究起步较早，并且取得了一系列的研究成果［129-133］。在1971年，挪威首次以水资源作为核心的环境资源对其存量及流量进行核算［134］。澳大利亚结合SEEA体系对水资源的核算展开了深入的探索，在具体核算实例中，水资源被视为一种现金流，根据复式记账法的要求对水权益主体进行计量［135］。由于存在水的收入和支出情况，在对水资源静态分类的前提下，结合实物量特征，以体积作为单位，对各类水资源的供给和使用进行动态划分，反映水资源资产期初、期末的存量状态及其变化。荷兰利用SEEA的框架体系和核算范围对其领土内的水资源展开核算［136］。博茨瓦纳以自然资源的核算作为自然资源管理的主要方式，并针对水资源核算领域进行了专门研究［137］。Peranginangin等利用改进的M-S平衡等式评价印度尼西亚的地表水及地下水资源的存量和预期使用性能［138］。Vicente等研究了SEEAW核算体系在西班牙Jucar河水域的应用，并采用水循环模型和水资源模型丰富了SEEA中水资源的核算框架体系［139］。
当前我国的水资源统计核算工作通常由政府部门进行统一负责，核算覆盖国家和地区范围的水资源的获取、供应、使用及排污等过程中的水资源数据。但由于无法实时显示用水主体的涉水活动情况，所以无法对用水主体的涉水活动进行客观有效的监督和评价，更无法科学体现涉水活动对社会经济系统造成的影响［140］。目前我国开展水资源资产核算的主体分为三类：一是由统计部门负责，水利部门和科研机构参与；二是由水利部门负责，统计部门和科研机构参与；三是由科研机构负责，水利部门和统计部门参与。
关于水资源资产量的具体核算，沈菊琴等在以人为划分流域为核算单元的基础上，利用直接估算法计算潜在水资源资产量，并结合供需平衡法量化流域水资源资产量［141］。赵泓漪等以怀柔区水资源的开发利用为依据，编制水资源资产核算原则和核算框架，对核算要素划分类别并分别进行核算，其分析方式与报表有所区分［142］。宋晓谕等认为对空间范围内水资源的期初、期末存量及变化量的计量能够体现出该地区的水资源利用程度。对于水生态资产状况，可以根据区域范围内的土地利用信息或提取的遥感影像对期初和期末的水域面积进行统计，并计算水域面积的变动状况，以反映水生态资产的特征［143］。朱婷和薛楚江提出水资源的流动性与可再生性加大了对其进行数量核算的难度，但可根据水资源的静态计量和实际供用数据进行分析［144］。胡诗朦引入水质指标修正了水资源实物量表，并使用基于内梅罗指数的“相对河道长度”模型，核算了水资源资产实物量的相对值，体现水质提升对资产实物量的积极影响［145］。
（二）水资源资产价值量核算
自20世纪70年代开始，学者们开始对水资源的价值进行研究。水资源价值是为获取单位体积水所需承担的最大成本［146］。进入80年代后，研究者的研究转向了水资源质量问题，探讨水质变动下的水资源使用价值变化情况［147］。Greenley和Young评估了南普拉特河盆地的水质选择价值和保护价值［148］。Bockstael等在结合系统需求模型、离散选择模型及享乐旅游成本法的基础上，构建了娱乐需求模型，并核算了水质改善价值［149］。在此之后，学者逐步开始聚焦于农业用水的水资源价值。Mmopelwa以博茨瓦纳三角洲为研究对象，采用收益现值法核算了地区水资源经济效益［150］；Medellin-Azuara等使用农业用水经济需求模型对里约热内卢一盆地的农业用水经济效益进行评估［151］。Heald和Georgiou研究了全成本定价法下水资源价格与水量之间的关系［152］；Berbel等考虑将水作为一项生产要素投入，采用剩余价值法对西班牙的灌溉用水价值进行计量［153］。Miller等将离散化方法、非线性和线性代数法与水资源价值核算相结合，为构建水资源价值核算模型提出了新的解决思路［154］。Pedro等在AQUATOOL决策支持系统的基础上，构建水文水资源模型对海安达卢西亚河流域西班牙段水资源数量和价值量进行核算，并编制了相应的报表进行反映［155］。在此期间，《欧盟水框架指令》的签署使得人们对水资源的保护与利用进入了新的篇章。水资源的价值除了经济层面以外，还涉及非市场效益，良好的水生态环境被纳入众多国家的发展目标。随后水资源价值的核算研究逐步完善，如利用条件价值法分析改善海岸水质的支付意愿［156］，利用系统动力学探索政策的制定对拉斯维加斯水资源价值的作用［157］，利用随机规划法分析梯级水电灌溉水库的边际价格［158］，研究多准则分析与选择实验法的结合是否适用于核算水质变动的非市场价值［159］，以影子价格法核算美国高地平原的灌溉用水价格［160］，采用能值理论核算水体的恢复成本［161］及水资源的自身价值［162］等。
为转变国内“资源无价”的传统观念，诸多学者对水资源价值开展了不同维度的研究。李金昌从资源价值观念、理论及方法层面建立了自然资源价值评价方法及价格模型［163］。姜文来等指出水资源价值评价系统的复杂性特征，并认为可利用模糊数学方法建立综合评价模型核算水价值，这开创了水资源价值核算研究的新思路［164-166］。王浩等指出诸如影子成本法、边际成本法、极差收益法等水资源资产价值核算方法对数据的要求较高，无法满足数据获取需求，应结合经济学方法对水资源价值进行探讨［167］。沈菊琴等提出要结合会计学的理论及方法，并利用成本法、收益法、替代法等方法核算水资源资产价值［168-171］。毛春梅和方国华认为水资源价值作为一项耦合价值，是在自身价值、增加价值和损失价值的作用下实现的。其中，水资源在生产活动中的增加价值表现为水资源被工业、农业、生活、环境等部门利用而产生的增值，其损失价值是指水资源利用在社会经济和环境中给人类带来的危害情况［172］。
部分学者尝试对核算模型进行改进或创新，实现对水资源资产价值的核算研究。高鑫等通过划分水资源资产价值为自然资源价值、景观价值和享受价值，并分别利用物元分析法和替代市场法核算水资源价值量［173］。秦长海分析了水资源价值论和供需价格的关系，利用均衡价格模型对水资源价格进行计算［174］。简富缋等改进了水资源价值核算方法，利用层次分析法对水量、水质以及人口指标的权重进行计算，并实现对水资源资产价值的计量［175-176］。牟秦杰等利用替代工程法和污染治理成本法分别对工程需水保水价值及河流水环境质量价值进行核算，以此反映水资源资产的价值［177-178］。刘海玉等从生态系统服务功能角度出发，利用市场法、替代工程法以及旅行费用法对水资源的生态系统服务价值进行货币化计量［179］。钟绍卓将能值理论应用到洱海流域的水资源价值核算中，评价不同水体的自然资源属性及社会经济效用［180］。杨梦婵等以治污成本法反映水环境质量与污染治理成本之间的数量关系，并对深圳市公共用水和饮用水资源的价值进行量化［181］。卢真建提出水资源作为公益性商品，其价格并不具备市场竞争力，因而无法真实体现出水资源的价值［182］。徐琪霞和韩冬芳选择直接市场法核算水资源的价值，并指出水资源的经济价值为其总价值的30%，而生态价值占其总价值的70%，结合这一比重，单位水资源的生态价格为单位水资源经济价格的7/3［183］。贾雨蔚将水足迹方法应用到水资源价值核算中，利用产品虚拟水足迹和市场价值法对水系统中产品“嵌入水”进行价值核算［184］。喻凯和双羽分析了水力发电工程中的水体循环过程，综合考虑发电成本和收益构成，建立了水资源资产货币化计量模型［185］。
（三）水资源负债实物量核算
水资源负债核算可以体现在水资源权益配置前提下经济主体与环境之间的债权债务关系［186］。当水资源负债长期存在时，将严重影响水资源环境的可持续状态。王西琴等通过划分用水子权益主体，计算应配水量、实际用水量、挤占其他权益主体用水量，反映各主体自身水权及相互之间的债权债务关系，并最终计算出上下游及经济用水单元间的水资源负债［187］。曹升乐等计算了因现状水质与目标水质之间存在差距而形成的水质负债及因水资源利用效率低于预期而形成的用水负债［188］，在此情况下，水资源总负债为单位水资源负债与水资源总量、综合负债指数及水分摊系数的乘积［189］。芦海燕对我国黑河流域的法定水资源负债、地表水资源负债、地下水资源负债进行核算，并将核算结果作为流域生态补偿标准确定的依据［190］。杨裕恒等将河流治理现状与降水因素相结合，构建了河流动态资产负债核算模型［191］。石晓晓指出水资源负债的实物量核算主要用来反映经济活动对水资源数量和质量的影响，以地区可供水量阈值为控制指标对超量用水进行计算，即为水资源耗减量；同时对所有入河污染物进行计量，即为水环境退化量［192］。陈波等根据通用目的水核算报表编制要求，对供水主体之间因水量分配调整、水分配宣告、应供水量增减等事项引起的水资源负债数量变动情况进行核算［193］。王欣将水资源超用量和水资源污染量作为水资源资产负债实物量表中的负债核算项目，并结合目标水质进一步对水资源污染量进行细分［194］。
（四）水资源负债价值量核算
针对因生态破坏而导致经济受损的核算方法较多，包括市价法（生产率法）、机会成本法、恢复费用法、替代市场法等［195］。肖杨等综合考虑社会经济运行阶段性特征下水资源的供需矛盾、降水补给变异特征及水质状态，构建水环境退化模型并将其应用到湖州市水环境退化成本核算之中［196］。邢智慧等通过对太湖流域水资源量进行测算，并利用防护费用法和水环境退化估价法核算流域的水环境退化成本［197］。姜秋香等结合SEEA和SEEAW体系，利用影子价格法分别核算水资源及环境的耗减成本、退化成本及保护成本［198］。刘彬等在水生态资产评价体系中纳入了水资源耗减、水环境破坏及水生态退化等负向指标，并构建了反映水生态环境价值的水生态价值核算模型［199］。孙付华等对水资源耗减价值进行分类，并结合水污染的时空性和累积性对水环境污染损失按核算分期进行合理分摊［200］。唐勇军和张鹭鹭指出对于水生态系统的退化成本和预期需承担的恢复成本在短时间内较难实现有效估算的，可用当期支付的环保费用作为替代以量化水资源负债价值［201］。陈龙等从污染治理成本、生态恢复成本、生态维护成本三个方面对水资源负债进行分类，以茅洲河为例核算该区域范围内水资源负债价值量［202］。张燚等核算了长流陂水库污染治理、生态恢复及生态维护投入，将其作为该水库饮用水资源负债价值［203］。张琳玲从消耗成本和退化成本两个方面对水资源价值进行划分，其中耗减成本可由超过开发利用控制红线的水量乘以单位水价进行计算得到，退化成本可根据水环境退化经济损失模型计算得到［204］。冯丽等以权责发生制为基础对水资源负债进行分类，并核算了滨海新区涉水活动产生的许可性水负债、借用水负债、环境水负债和生态水负债［205］。田贵良等对黄河流域地表水及地下水资源耗用、地表水自然减少量、污染治理成本进行核算，并对其进行加总作为水资源负债价值［206］。
五、水资源资产化管理相关研究
（一）水资源资产化管理研究
为解决缺水问题，很多国家在长期的水资源管理实践中已经逐步形成了符合可持续发展目标的现代水资源管理体系，并已采取了科学的节水措施和构建了较为完善的水权交易市场［207］。早在20世纪中期，美国的水利开发工程已经初步建成，之后的水资源管理任务主要包括提高用水水平和减少污染排放。在水资源管理上，美国并没有全国范围内统一的水资源法律，而是由各个州分别进行立法。大多数州都设有水资源管理局，作为当地的水主管部门，行使政府水资源管理权力，具体内容包括通过州议会立法、执法、进行水权分配和水资源评价等。在美国，水资源是一种私有财产，且能进行交易。政府部门利用水权市场的调节作用，实现用水效率和效益的提升。自20世纪末开始，澳大利亚逐步实施了COAG水改革，具体涉及水资源产品的价格核定、利用市场化方式对水资源进行管理、对水资源产权进行分配并允许进行交易以及提高水资源重复利用程度等［208］。在法国，水资源管理主要通过流域管理的方式进行体现。通过设立流域委员会及水资源管理部门，并结合委托水务公司代为经营等途径，提升水资源市场化管理程度。与法国不同的是，英国在对流域进行集中管理的同时，采用了水务私有化的管理方式。
我国实行的是流域管理和行政区域管理相结合的水资源管理体制［209］。七大流域管理机构依据法律和水行政主管部门的规定对水资源进行监督和管理。县级以上政府部门将保护水资源、防治水污染、保障用水安全等纳入国民经济和社会发展规划，调整经济结构和产业布局，严格控制高耗水和高污染建设项目。现阶段我国的水资源管理主要是对水资源供给和需求的管理，这两方面均能借助财政手段进行控制［210］。在供给层面，水行政主管部门既可以加大拨款额度、放开政策，也可以增加水资源的供应量；在需求层面，可借助调整水价来控制居民和行业的用水需求［211］。吴强和陈金木指出水行政主管部门是水资源资产管理和监督部门，与现阶段我国的基本国情相适应，但也不能忽视在专业化管理过程中的职能重叠、多头管理等问题［212］。
（二）水资源管理评价研究
在国外尽管并未实行最严格水资源管理制度，但面对同样日趋严峻的水资源问题，很多学者早已开始对水资源综合管理进行系统评价。初期的研究较多聚焦于评价指标体系的构建。Hooper建立了流域水管理综合评价指标体系，具体涵盖10个类别115个指标，并将其应用于美国Delaware流域的水资源管理评价中［213］。在评价方法上，Loukas等以希腊Thessaly地区为例，提出构建一套水资源管理综合模拟系统，该系统涵盖了水文模型、水库运行模型以及需水预测模型［214］。Rajabu等，以及Bars和Grusse将博弈论运用于水资源管理评价中，并由此提出提升水资源管理水平的措施［215-216］。Yilmaz和Harmancioglu以土耳其盖迪兹河流域为例，分别针对不同情况下的水资源管理方案进行评价［217］。Gallego-Ayala和Dinis采用了将层次分析法（AHP）与SWOT分析法相结合的混合多目标决策方法，通过识别水资源综合管理的影响因素，为具体实施水资源管理规划提供依据［218］。Jood和Abrishamchi应用系统动力学方法对阿拉斯河流域的水资源管理系统进行模拟仿真，在此基础上从可靠性、灵活性及脆弱性三个方面对水资源管理方案进行评价［219］。
王延梅提出构建水资源综合利用与管理效果评价指标体系，结合距离协调模型分别定量评价水资源系统与社会经济系统、供水系统与需水系统的协调水平［220］。随着最严格水资源管理制度的实施，学者们围绕“三条红线”所开展的水资源管理评价研究逐步深入。在该项制度的初步推行阶段，评价指标体系的构建和量化指标方法的研究是学者关注的重点。杨阳等根据“三条红线”对用水总量、用水效率和水功能区纳污限制的控制目标构建评价指标体系，并利用改进模糊物元分析法进行水资源管理评价［221］。苏阳悦等结合“三条红线”的要求，利用改进的云模型和模糊综合评价法进行水资源管理评价［222］。从辉以延安市为研究对象，采用主成分分析法、灰水关联分析以及模糊综合评价法对最严格水资源管理制度的效果进行评价研究［223］。胡林凯和崔东文在设置各类评价指标阈值的基础上，构建了基于“三条红线”的投影指标函数［224］。王苗苗等结合地区投入产出模型的思路，采用结构分解分析法（SDA）对张掖市2002—2012年水资源消耗影响因素进行分解，并综合评价该阶段的水资源管理水平［225］。周有荣和崔东文利用最优觅食算法、投影寻踪法以及正态云建立水资源资产管理评价模型，将其用于云南省水资源管理水平评价之中［226］。
（三）水资源资产环境责任审计研究
美国早在19世纪60年代就开始了环境审计。在1969年，美国审计总署执行了对水污染控制的审计，标志着环境审计工作拉开帷幕。1978年，联邦环境质量委员会颁布了《环境质量委员会关于〈国家环境政策法〉的实施条例》，环境绩效审计成为关注热点［227］。此外，澳大利亚和加拿大也陆续实施环境审计项目，逐步建立起政府环境审计制度体系。就现有制度而言，自然资源审计仍属于环境审计的范畴，并未构成一套独立的审计体系。世界审计组织所提及的“环境审计”这一概念，除了对治污效果进行审计外，还包括对自然资源开发利用管理的审计。在各类自然资源的环境审计中，水环境审计的发展进程是最完整的。在美国，水环境审计经历了起步、兴起及逐步完善的过程，最终建立起了一套以法律法规和政策执行效果评价、环境政策影响评价及环保资金利用绩效评价为主的水环境审计体系。总体上，美国的水环境审计具有审计证据重复、覆盖范围广泛、强调绩效审计的特征［228］。
领导干部自然资源资产离任审计是符合我国当前国情的特殊审计方式［229］。薛芬和李欣提出，国家审计机关作为负责离任审计的主要部门，具有权威性、真实性以及高效性等特征，因而可以代表国家执行审计监督权［230］。对于具体的离任审计模式，陈朝豹等表示应将其与资源环境审计、经济责任审计相结合［231］。在离任审计中，对水资源保护利用状况的审计是核心环节，具体包括审计用水总量、用水效率、水质保护状况、水资源费的管理及使用等［232-235］。朱鸣指出W市A区领导干部水资源资产离任审计中存在的问题，并结合具体原因提出了行之有效的解决方案［236］。唐勇军和杨璐认为“物本”审计思路不符合自然资源离任审计的要求，并结合“人本审计”的思路从行为导向审计层面展开水资源资产离任审计研究［237］。李志坚和耿建新构建了包含2（供/用）×2（量/价）×3（水形态/行业/地域）维度的复杂表格以体现水资源的存量及流量情况，为水资源报表的编制提供数据基础［238］。Tang等构建了压力—状态—响应（PSR）评价指标体系，将其应用于水资源生态评价及离任审计之中［239］。
六、研究现状评述
目前诸多学者对水资源核算等领域进行了初步探讨，可以看出国内外学者对水资源的关注程度越来越高，在水资源核算方面取得了一定的成果，并在此基础上不断地探索研究，为后续的研究奠定了扎实的基础。但已有成果仍存在一定局限：
（一）水资源资产要素概念相对模糊
诸多学者对水资源资产的内涵进行了界定，但无法体现水资源资产的特征。一些学者根据水资源的分布特征指出但凡存在于自然系统中的水资源均应作为水资源资产进行计量，这类观点并没有体现出水资源资产的内涵。也有学者提出只有能够被开发并被经济系统利用的水资源才属于水资源资产。
（二）水资源负债是否应被确认及其确认条件存在分歧
现阶段关于水资源负债这一要素的确认与否争议较大。尽管学者们提出了各自的观点，但由于缺乏对水资源负债及权益类项目的探讨，导致水资源负债的确认条件与其分类相去甚远。深入探索水资源负债就意味着必须从水资源产权制度着手，在产权明晰的前提下实现对水资源负债的确认。目前大部分研究均局限于从会计学的角度对负债进行界定及分类，受制于没有明确的账户体系作为确认基础，导致对水资源负债的研究停滞不前。
（三）水资源资产及负债的核算存在难度
在水资源资产及负债的实物量核算层面，由于所涉及的水质与水量统计信息主要源自水务、国土、环保等诸多部门，在统计口径并未完全统一的情况下，部分数据不能有效衔接，并且现有的水资源监测系统并未覆盖全行业及生产活动全流程。对于水资源价值量的核算，由于水资源价值核算与水量、水质、使用对象、用水过程形成的社会经济效益及生态环境效益有关，目前我国尚未形成一套系统的水资源价值核算方法体系。采用现有的会计学和经济学核算方法无法对水资源的各类价值进行合理评估，且现有水资源价值核算与水资源质量评价严重脱钩，在具体应用中各类方法均存在一定的限制因素，这导致了现有的核算方法难以推广使用。