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《生態經濟雜志》2015年第七期

1生態補償的效率與評估

1.1生態補償效率辨析《新帕爾格雷夫經濟學大辭典》將效率定義為“不浪費，或者將現有資源用得最好”。在經濟研究中更通俗的說法是指資源配置不存在帕累托改進的狀態：經濟中沒有任何一個人可以在不使他人境況變壞的同時，通過資源配置而使自己的境況變得更好。根據這一經濟學概念，一項生態補償計劃要被認定為有效率的，它必須是對于項目所有投入而言，帶來最大的社會總福利。這些福利不僅僅指與計劃目標生態環境服務相關的直接福利，還包括與此相關的其它所有間接福利[7]。因此，補償計劃本身所帶來的社會福利的計算精確度與所有其他參照投入資源配置所能帶來最大福利的計算精確度，是決定生態補償計劃效率衡量準確與否的兩個要件。由于虛擬參照投入配置社會福利的不可計算性，生態補償純粹經濟學意義上的效率或帕累托效率也無法計算。因此，實踐上所謂的生態補償效率是一個非常寬松的概念，其通常指的是計劃自身實施效率的相對提升程度。正如Kroeger所指出的，一些研究者認為可通過優化機制設計等方式使生態補償計劃在服務產出上達到“最優”或“最有效率”，實際上這些“最優”或“最有效率”充其量只是符合“成本—收益”原則[7]。實踐上，衡量一項生態補償計劃的效率或效益屬性，一是評估生態補償計劃的存在價值，也就是生態補償計劃實施所帶來的全部經濟社會影響，如Yang等運用回歸分析方法估計了中國四川武隆大熊貓自然保護區實施的自然森林保護計劃（NFCP）的經濟社會作用[8]；侯成成等運用多準則模型評估系統評估了甘南黃河水源補給區生態補償對補給區內經濟、社會和環境變化帶來的影響[9]。二是評估生態補償計劃預期目標的實現程度，如Clements等評估了柬埔寨北部平原地區鳥巢保護計劃的實施效果[10]；Sierra和Russman、Alix-Garcia等分別評估了哥斯達黎加OSA半島與墨西哥森林保護補償計劃的實施效果[1,11]。從概念上看，如果將成本納入考察范圍，上述這些研究顯然更接近于針對生態補償計劃的“成本—收益”分析。

1.2生態補償效率評估對于生態補償計劃的效率評估，最關鍵也最困難的是對生態環境服務的價值進行度量。根據聯合國“千年生態系統評估”（MillenniumEcosystemAssessment，MEA）的分類，生態環境服務大體上可分為文化、調節、供給和支持等四類，其中文化服務包括向人類提供娛樂休閑、美學欣賞和心情舒暢等方面的享受，調節服務包括影響氣候、防治洪水、控制疾病、垃圾分解和維持空氣和用水質量等，供給服務包括為人類提供食物、飲用水、木材以及纖維等資源，支持服務包括提供土壤形成、光合作用與營養循環等與生物過程相關的基礎生態功能[12]。該定義雖然全面，但由于涉及的生態服務眾多，生態系統內部復雜多變且相互關聯，要想對定義所涉及服務的價值進行全面評估卻很難，實踐上的相關例子也屈指可數，作為例外的最有代表性的一個例子是“千年生態系統評估”在全球范圍內對生態系統及其對人類福利影響的多尺度評價。而大多數針對生態服務價值的研究則局限于局部地區和流域、局限于單個生態系統的單項或少數幾項服務[13]。即便如此，由于生態系統服務的價值不能用單一指標表示，而且有些生態系統服務的價值無法貨幣化，生態系統服務的價值大小與分配及制度設置密切相關、以及包括貨幣評價在內的價值評價過程本身也受制度文化影響等諸多主客觀原因，包括前面提到的所有的已有生態服務價值研究均缺乏全面性和準確性[14]。Schagner等指出，生態系統服務的經濟價值（即對人類福利的貢獻）與其他產品和服務一樣，由供給和需求雙方決定，而生態服務的供給決定于被人類活動有意或無意影響的生態過程與特征，需求則主要決定于生態服務受益人類的特征，所以供給方和需求方的空間異質性決定了生態服務價值的空間異質性[15]。Kallis等則將生態服務價值的貨幣評價定義為能夠體現生態服務的貨幣（交換）價值的過程和工具，并且認為，生態服務的價值大小與制度文化及分配相關[14]。上述觀點也體現在早先的一些生態服務價值評估建議中，包括社會多重準則分析[16]、協商定價[17]和決策討論[18]等。Yang等在評估中國的自然森林保護計劃（NFCP）與Clements等在評估柬埔寨北部平原地區鳥巢保護計劃的表現時，都將計劃的生態環境保護效應與對家庭福利影響等經濟社會效應納入了評估范圍。近年來，由于衛星遙感等技術的進步，地圖化生態服務貨幣價值評估逐漸成為研究的熱點，并且催生了一些得到廣泛認可和應用的生態服務價值地圖化評估工具，其中有較大影響的包括生態服務價值評估與平衡集成工具（InVEST），生態系統服務人工智能（ARIES）、生態服務社會評價（SoIVES）以及生物圈全球統一元模型（GUMBO）等[19]。實踐上，Swetnam等運用生態服務價值評估與平衡集成工具地圖化并評估了坦桑尼亞了碳儲生態服務的生產與價值[20]；Fu等使用同樣的方法評估了生態系統水力服務的價值[21]。Guerry等則運用生態服務價值評估與平衡集成工具評估了加拿大以不同組合方式使用海洋生態服務獲得收益的數量、質量和價值[22]；新技術的應用，確實在一定程度上使生態服務的價值評估更加系統、全面和準確。迄今大多數關于生態補償計劃“成本—收益”問題的研究文獻，都使用了“額外增益”（由于實施生態補償計劃而得到的額外的生態服務數量）概念。通常都是采用同一地區生態補償計劃實施前后，或者生態補償計劃實施地區與其他地區相比在若干生態環境指標值的變化量來度量生態補償的效益，“額外增益”數量越大，說明補償計劃的效越高；“額外增益”數值越小，說明補償計劃的效率越低。如Sierra和Russman與Alix-Garcia等分別使用森林覆蓋率和砍伐率的變化分析哥斯達黎加OSA半島與墨西哥森林保護補償計劃的效率；韓鵬等使用農戶耕地利用率和農牧戶畜養牲畜數量變化的大小比較我國內蒙古農牧交錯帶針對土地和針對產業結構調整兩種生態補償模式的效果。相對于生態服務價值評估，運用這種方法評估生態補償計劃的“成本—收益”由于忽略了生態服務的制度與文化屬性，忽略了個人的主觀評價，反而使評估更直觀也更容易操作。沿著這些思路，隨著技術的進步與信息獲取的便利，同時也為了響應決策的需要，相對于傳統的僅僅針對特定區域少數指標的評估方法，研究者從兩個方面拓展了生態補償項目的“成本—收益”評估問題：一是增加了評估指標；二是擴大了評估空間、適當將生態補償覆蓋地區外的區域納入評估空間范圍。事實上，一些生態補償計劃特別是政府融資的生態補償計劃通常都將減貧納入計劃目標，而大多數生態補償計劃由于覆蓋地區主要是邊遠山區，為了保證計劃的成功又必須將減貧納入目標范疇，因而生態補償計劃往往是多目標的，故評估其“成本—收益”時有必要同時度量與各個目標相對應的生態環境及經濟社會指標的“額外增益”數量。如Clements等在評估柬埔寨北部平原地區鳥巢保護計劃時，在分析鳥類的筑巢成功率的變化的同時，分析了家庭對保護計劃的態度的改變；Yang等在評估中國自然森林保護計劃（NFCP）的表現時，除了分析森林覆蓋面積變化之外，也考察了保護區內家庭能源使用結構與收入的變化。擴大評估的空間范圍則主要源于兩個原因：首先，生態服務的價值是空間異質的，同一服務在不同地區的價值大小不同，通常也是空間非互換的，服務價值不能簡單加總；其次，生態補償計劃往往會產生Wunscher和Engel所說的“漏出”，即生態補償計劃獲得的額外增益是以計劃以外地區有違計劃目標的行為作為代價而取得的，如果不將發生“漏出”的地區納入評估范圍，將極有可能“高估”生態補償計劃實施效率。總的來說，雖然評估生態補償效率的方法和手段得到了不斷的發展和完善，當前國內外關于生態補償計劃的生態環境與經濟社會效應的討論在本質上仍然是分散、零碎、短期和機會主義的[8]，對評價指標的選擇具有明顯的偏向性，缺乏長期的、系統全面的考量。

2提高生態補償效率的若干問題

已有關于提高生態補償效率問題的研究，其理論基礎主要是新古典理論、新制度經濟學的效率理論以及Leibenstein提出的X非效率理論，大多以如何提高生態服務生產過程的競爭水平、降低服務生產的交易成本與提高生態補償計劃參與者的積極性為研究重點。具體觀點主要包括明晰生態服務的定義、加強合約監管與篩選有效率的服務提供者。

2.1生態服務定義問題定義目標生態服務是討論生態補償效率問題的前提。Kroeger認為，采用恰當的生態服務定義與相應的生態服務指標是生態補償計劃機制設計的兩個關鍵，因為生態服務定義決定著生態服務指標的選取是否合適，決定著生態補償計劃在生物物理和貨幣概念上絕對與相對表現的展示程度；如果定義沒有將生態功能或過程與生態服務、與服務相關的收益以及收益的價值前后一致區分清楚，對于計劃的評估或解釋就不具有可操作性，即使可以評估或解釋，也會導致重復計算，以及忽視生態服務要有受益者的事實[7]。Boyd和Banzhaf則強調從經濟學角度解釋和定義生態服務，并且認為在定義過程中要始終堅持兩個基本點：一是生態服務應當嚴格區分于最終產品和服務的非生態系統貢獻，一旦生態服務結合了比如勞動與資本等其他投入，就不應再視為生態系統的服務，如娛樂收益與商業利得；二是認為經濟解釋關注的是最終生態成品，而不是構成自然環境的比重更大的中間過程與要素[27]。為了便于實際使用，Boyd和Banzhaf進一步針對人類的特殊收益定義了具體的生態服務，如凈化空氣和水、緩解干旱和洪水、生成和保護土壤并恢復土壤肥力、消毒和分解廢棄物、利于作物授粉和自然植被生長、種子傳播、養分移動和循環、潛在的大部分農業災害控制等[27]。根據以上分析可以發現，Kroeger以及Boyd和Banzhaf對生態服務的定義范圍顯然要比“千年生態系統評估”對生態服務的定義范圍小得多，但也正如Kroeger所指出的，相比之下，類似Boyd和Banzhaf對于生態服務的定義最有利于生態補償機制設計與評估[7]。實際上這樣的生態服務定義也得到了廣泛應用。當然，使用類似“千年生態系統評估”關于生態服務定義的研究文獻也不少，特別是在一些多目標（比如減貧）的生態補償計劃中，計劃實施既要考慮生態環境效益又要考慮社會效益，甚至還要在多目標中作出平衡。這雖然部分失去了補償計劃效率評估上的便利與精確，但也大大豐富了計劃實施的政策意義。與生態服務定義密切相關的是生態服務指標選擇，其作為邊界目標在科學與決策聯接中扮演著重要角色，關系著其他生態補償機制例如監管的設計與針對補償效率的評估。已有文獻對于生態服務指標的討論很多，不同的研究也有不同的選擇標準。Niemeijer和deGroot認為，因為缺乏得到廣泛認同的標準，生態服務度量指標的選擇往往具有隨意性，從而使得對于同一生態服務存在不同的認識。Heink和Kowarik也指出，已有相關研究中的生態服務指標非常模棱兩可，在不同的框架下有不同的含義，為此他們認為，生態補償計劃里的指數是用來描述或評估生態環境狀況、變化或用來構建生態環境目標的生態環境相關現象的組成部分或一個度量，因此，生態指標的選取既要清晰又要具有廣泛性[29]。Niemeijer和deGroot提出了一個生態環境指標選擇的概念框架，通過采用考察指標內部關系的因果網絡來將指標集而不是單個指標放在選擇過程的中心，從而便于識別與特定領域、特定問題和特定地點最相關的指標，使得指標集更透明、更能有效地反映生態環境狀況[28]。Kroeger則根據Boyd和Banzhaf關于最終及特殊生態服務的分類，非窮盡地列舉了一系列來源于流域保護的最終生態服務與特定服務提供利益的指標，以及作為最終服務產品和通常為補償干預直接改變的自然景觀組成部分的中間服務指標集[7]。相對于如何定義生態服務，已有研究成果隱含的更重要的啟示是，任何生態補償計劃都應有具體的目標，這些目標應當體現在與之密切相關的生態服務之中，并合理地量化于生態服務指標。只有這樣，我們才有可能討論補償的效率問題。

2.2監管機制設計Pattanayak等指出，監管機制是生態補償機制設計的核心，其必須在設計階段表述清晰[6]。Kroeger認為，生態補償計劃監管機制設計的目的在于回答三個問題：一是補償干預措施是否產生了作用？二是補償干預措施是否導致生態服務產出發生了改變？三是補償干預對生態服務產出的影響是否足以產生收益？其中，針對問題一的直接監管可以獲得補償干預是否影響生態系統功能的相關信息，雖然這些信息與補償計劃服務產出表現的監管本身并不相關，但它們對于量化目標生態服務函數則是必需的。同樣，要準確評估生態補償計劃的效率，也必須通過監管回答第二和第三個問題[7]。在不同的生態補償計劃中，由于目標生態服務定義不同，補償支付條件不同，監管機制的設計也存在很大差異。已有生態補償計劃的支付條件大體上可分為基于產出（表現）的支付和基于投入的支付。總的來說，這兩種支付條件各有優劣，基于表現支付的優點是對生態服務提供建立了直接激勵，能夠充分發掘計劃參與者在生態服務提供方面的知識和經驗[30]，為服務提供者創新服務供給留下了足夠空間；缺點是基于表現支付意味著計劃參與者需要承擔更大的風險，因為生態服務提供還要經受參與者所無法控制的其他外部因素的影響，如果參與者偏好于風險規避，其將會要求更高的支付水平，從而抬升補償計劃的服務支付成本[31]。相反，如果存在清晰的、能夠為服務買方或監管者所認識和觀察的，而且是目標生態服務生產所必需的行為，基于投入的支付條件也可以提高補償計劃的“成本—收益”率[31]。從實踐上看，雖然存在基于產出（表現）的支付條件能夠保證補償計劃符合“成本—收益”原則的證據[32]，但已有的大多數生態補償計劃仍然以服務提供者的投入作為支付條件[31]。顯然，因為關于投入的信息通常不對稱（服務提供者比補償支付者擁有更多的相關信息），相對于前者，基于投入的支付條件大大增加了對監管的需求。Derissen和Quaas基于委托—模型的理論分析表明，如果服務生產的環境影響確定或服務合約雙方都是風險中性的，基于表現的支付條件是最優的；如果補償支付方擁有服務生產的完全信息，即信息對稱，基于投入的支付條件是最優的；如果同時存在環境不確定與信息不對稱，采取兩種支付條件的結合（按一定權重比例）將能改善生態補償的產出表現,他們關于德國蘭道蝴蝶保護計劃的數值模擬支持了其結論[31]。按照Derissen和Quaas的思路，通常監管機制的設計既要將服務產出指標納入監控范圍，又要將服務生產投入指標納入監控范圍，監管機制設計的難度也因此大大提高。在具體實踐上，Kroeger提供了一個關于水源保護補償計劃的針對最終服務提供的監控指標體系[7]，在這一監控體系中，既監控反映水質變化的指標，也監控水源地居民有可能影響水質的生產活動指標。除了監管指標的選取，生態補償計劃監管機制設計的另一個重要問題就是監管權的分配。相比于由服務買方直接行使監管權力，Yang等的經驗研究表明，將合約監管權力下放至本地組織，如社區和家庭，并為此向這些本地監管組織提供經濟補貼是保證生態服務合約得以更好履行的重要條件[8]。這一結論也得到了其他一些研究例如Wunder和Alban、Chhatre和Agrawal的支持。Chhatre和Agrawal的研究表明，將合約監管權力下放給有活力的本地組織或直接委托給服務提供家庭，能夠更大程度地利用本地非正式制度（如文化習俗、社會關系等）的激勵與約束能力，從而更好地激勵服務提供者主動參與和合作[34]。對于委托家庭監管，Yang等還注意到了監管群體家庭數量大小與其努力程度以及生態服務產出的非線性關系，考慮到監管群體規模關系到家庭監管是否“搭便車”與群體家庭內部社會關系是否融洽，并最終影響監管效果，他們認為相關的監管機制設計要視具體情況而定[8]。

2.3目標服務提供者的篩選Wunscher和Engel將目標篩選定義為找出能夠最有效率地生產期望生態服務的補償支付地點的過程，并且將目標篩選視為提高生態補償計劃效率的重要組成部分[26]。Kroeger則將目標篩選定義為從所有潛在可利用的參與群體中選擇有效率的參與者并設定相應補償水平的過程[7]。Wunscher和Engel認為，在基于投入支付的補償機制設計下，服務提供的不確定性風險完全由買方承擔，這時，服務買方必須就目標服務數量的投入需求作出預測，從投入成本異質的潛在提供者中選擇出最有助于生態補償計劃實現低成本高收益的服務提供者[26]。從已有研究文獻來看，目標服務提供者的篩選包括兩個緯度：一是篩選計劃實施的地區；二是篩選計劃參與家庭。Wunscher等認為，生態服務購買者可以通過選擇參與者的空間位置來最大化生態補償計劃的效率[2]。對于確定的生態服務，Wunscher和Engel認為，目標生態服務提供者的篩選要依據以下幾個標準：一是對生態服務的貢獻程度；二是提供服務的成本；三是沒有進行補償支付時不參與服務提供的概率（非提供概率）。此外，還要考慮篩選過程是否容易操作以及“漏出”的規模[26]。他們的觀點容易理解，因為首先，低提供成本并不意味著使整個補償計劃實現高的效率，因為還要取決于服務提供的“額外增益”；其次，納入成本標準表明，相對于既定的貢獻程度和“非提供概率”，應當將更多的補償支付配置于成本更低的地區和家庭；再次，如果一個地區的“非提供概率”很大，那么不進行補償將導致損失數倍服務“額外增益”；最后，從總體上評估補償計劃的效率必須考察“漏出”規模，篩選方法也必須具有可操作性。Wunscher和Engel的觀點是對以往僅依據單方面指標（如福利法、成本法和福利成本法）選擇生態補償實施空間的做法的重大突破。當使用多個指標描述一種服務或多種服務時，如何將其整合以至完全考慮指標之間的相互關系與平衡使得目標篩選難度增加。已有文獻對此提供了不同的篩選框架和例子，如Myers等用來確定生物多樣性熱點地區的逐步篩選法[36]，Ferraro提出的非參數距離函數法以及Pagiola等和Claassen等使用的標準化加權指數法等等。當然，這些方法也并不是盡善盡美的，因為無論如何，相關數據的獲得性始終是繞不開的問題。對于生態補償計劃參與家庭的篩選，已有研究普遍強調所選擇家庭的參與自愿性，以及補償支付水平與服務提供機會成本的一致性。因為家庭的自愿參與是提高計劃參與率與持續履行服務提供合約的根本保證，而后者是所有成功的生態補償計劃的基本特征之一[40]。影響家庭參與計劃的因素很復雜，既有補償計劃機制設計的原因，如補償支付的條件、水平與補償支付方式等，也有社會和家庭本身的因素，比如對計劃的收益預期、社會資本與壓力、參與能力以及家庭謀生手段與收入狀況、家庭成員的年齡構成等。對于如何篩選合適的參與家庭以保證服務提供合約的履行，已有文獻提供的觀點很多，但幾乎都強調了家庭作為理性“經濟人”的特征，強調通過機制設計突破信息不對稱約束和規避道德風險問題。如基于補償支付水平的接受意愿調查[43]與拍賣機制，基于合約履行的激勵與懲罰機制設計等，這些方法在生態服務提供家庭的篩選實踐上都得到了廣泛應用。當然，上述這些方法在彌補篩選者信息不足的同時，也因為實施復雜程度提高而直接增加了篩選成本，在實踐上需要加以權衡。

3結論與建議

在預算硬約束和生態環境保護問題日益突出的雙重壓力下，效率逐漸成為了生態補償計劃實施必須考慮的基本問題之一。如何提高正在實施和將要實施的生態補償計劃的效率，也就逐漸成為國內外學者和決策部門普遍關注的重點，因此涌現了大量關于生態補償效率評估和效率提升問題的研究成果。對于生態補償計劃的效率評估，已有文獻主要集中于研究如何評價生態服務的價值，以及如何根據生態補償實施帶來的生態服務“額外增益”進行“成本—收益”分析。但無論是生態服務價值評價還是補償計劃的“成本—收益”分析，其方法和手段仍在不斷改進和完善之中，現有的評估和分析實踐在本質上仍然是分散、零碎、短期和機會主義的，對評價指標的選擇具有明顯偏向性，缺乏長期的、系統全面的考量。而關于如何提高生態補償計劃實施效率，已有研究文獻契合了早先的效率理論研究成果，主要集中于研究如何更好地定義生態服務、如何設計有效的監管機制、如何從潛在的計劃服務提供者中篩選更有效率的提供者等三個問題，普遍認為可以通過恰當定義補償計劃的目標生態服務、建立有效的監管機制以及選取合適的服務提供者來提高生態補償計劃實施效率。然而，雖然上述問題的研究已經取得長足進展，也積累了不少實踐經驗，但迄今仍缺乏統一的分析框架，也缺乏能為不同生態補償計劃提供具體指導的系統理論。不難預期，未來對于生態補償實施效率的要求將會越來越高，上述相關問題的探討也將越來越深入。根據國內外已有的研究經驗和研究思路，可以認為，充分尊重計劃參與者（甚至利益相關者）的理性“經濟人”地位，充分考慮其異質性特征，有效地整合相關學科特別是經濟學、社會學、心理學、信息地理學等多學科的研究成果，拓寬研究的廣度和深度，將是更好地解答上述問題的正確方向和必然要求。

作者：袁偉彥 周小柯 單位：廣西師范大學 政治與行政學院 清華大學 公共管理學院