生態保護補償的分析框架研究綜述

柳 荻,胡振通,靳樂山,3,*

1 中國農業大學人文與發展學院,北京 100193 2 清華大學中國農村研究院,北京 100084 3 中國生態補償政策研究中心,北京 100193

作為生態文明建設的重要制度保障,生態保護補償在中國被視為保護生態環境、平衡上下游利益關系、貫徹《全國主體功能區規劃》的新的政策工具。從2005年《關于制定國民經濟和社會發展第十一個五年規劃的建議》首次提出“按照誰開發誰保護、誰受益誰補償的原則,加快建立生態補償機制”以來,國務院每年都將生態保護補償機制建設列為年度工作要點。最近十年,生態保護補償的研究和實踐在中國獲得了快速的增長,從最初的通過污染者付費實現外部成本內部化,到既包括通過污染者付費實現外部成本內部化又包括通過受益者付費實現外部經濟內部化,到更加側重通過受益者付費實現外部經濟內部化,到只包括通過受益者付費實現外部經濟內部化的演變過程,“生態補償”的概念在2016年變更為“生態保護補償”。2016年5月,國務院辦公廳發布《關于健全生態保護補償機制的意見》,指出“到2020年,實現森林、草原、濕地、荒漠、海洋、水流、耕地等重點領域和禁止開發區域、重點生態功能區等重要區域生態保護補償全覆蓋”。生態保護補償的頂層設計獲得重大進展。

生態保護補償,國際上通常稱之為生態系統服務付費(Payments for Ecosystem Services或者Payments for Environmental Services,PES),作為一種讓生態系統服務的提供者愿意提供那些具有外部性或者公共物品屬性的生態系統服務的激勵機制,在20世紀90年代受到了國際上尤其是發達國家學術界和發展領域的高度關注。無論是理論研究層面,還是實踐進展層面,生態保護補償的國外研究都要領先于中國。系統梳理生態保護補償的國際研究進展,對于完善中國的生態保護補償制度建設和推進中國的生態保護補償實踐具有重要的借鑒意義。本文首先簡要介紹生態保護補償的概念、基本思想和特性,然后詳細闡述生態保護補償分析框架中的核心問題的研究進展,最后總結國際生態保護補償研究對于完善中國的生態保護補償制度建設的啟示。

1 生態保護補償的概念、基本思想、特性

1.1 概念

最早且最有影響力的生態保護補償定義來自國際林業研究中心(CIFOR)的Wunder在2005年給出的定義：“生態保護補償是一種自愿的交易行為；生態系統服務能夠被很好地界定,或者由某種特定的土地利用方式來確保生態系統服務的產生；至少有一個生態系統服務的購買者；至少有一個生態系統服務的提供者；只有生態系統服務的提供者提供了生態系統服務才付費(條件性)”[1]。這個定義通常被附加“基于科斯定理的”、“私人的”、“使用者支付類型的”等標簽,并且國際上廣泛實施的生態保護補償項目多數是政府支付類型的,現實中的生態保護補償項目很難嚴格滿足該定義。

從2005年到2015年之間,學術界對生態保護補償的概念進行了廣泛而又深入的探討。Van Noordwijk等認為生態保護補償應該滿足現實性、自愿性、條件性和有利于窮人4個特性[2]。Sommerville 等認為生態保護補償是一種對生態系統服務的提供者進行的有條件的正向激勵,它的成功實施需要考慮額外性和多樣的制度環境[3]。Muradian 等給出了生態保護補償的寬泛定義,認為生態保護補償是一種社會成員之間的資源轉移,目的是在自然資源管理中形成一種激勵,促使個人或者集體采取符合社會利益的土地利用決策[4]。Tacconi認為生態保護補償是一項通過向自愿參與的生態系統服務的提供者進行有條件的付費來獲得額外的生態系統服務供給的透明的制度,應該滿足透明性、自愿性、條件性和額外性四個特性[5]。

2015年,Wunder[6]對生態保護補償的定義進行了回顧,并對生態保護補償的定義進行了修訂。修訂后的生態保護補償定義是：“生態保護補償是一種生態系統服務使用者和生態系統服務提供者之間的自愿交易,基于雙方協定的自然資源管理規定而產生被補償的生態系統服務,進行有條件的付費”。

隨著生態保護補償國際理念的發展與應用,生態保護補償逐步受到國內決策者和研究者的重視。早期的生態保護補償的概念是對生態環境破壞者的懲罰性措施,從征收生態環境補償費的角度進行定義,將生態保護補償視為一種減少生態環境損害的經濟刺激手段[7]。隨著社會經濟的發展,生態保護補償的內涵發生了拓展,由單純針對生態環境破壞者的收費,拓展到對生態服務提供者(或生態環境保護者)的補貼[8]。李文華等人認為“生態保護補償是一種以保護生態服務功能、促進人與自然和諧相處為目的,根據生態系統服務價值、生態保護成本、發展機會成本,運用財政、稅收、市場等手段,調節生態保護者、受益者和破壞者經濟利益關系的制度安排”[9]。經過十幾年的發展,生態保護補償的概念實現了從最初的通過污染者付費實現外部成本內部化,到既包括通過污染者付費實現外部成本內部化又包括通過受益者付費實現外部經濟內部化,到更加側重通過受益者付費實現外部經濟內部化,到只包括通過受益者付費實現外部經濟內部化的演變過程。

雖然不同學者對生態保護補償的定義存在一定的差異,但是有一點是基本一致的,生態保護補償是一種激勵機制而不是懲罰機制,遵循“受益者付費原則”,而不是“污染者付費原則”。雖然世界范圍內很多生態保護補償案例并不符合Wunder對生態保護補償的定義所列舉的標準,但是Wunder對生態保護補償的定義仍然被學術界認為是生態保護補償的主流定義。

1.2 基本思想

生態保護補償的經濟學理論基礎是基本統一的,在資源和環境領域,因為存在外部性而難以實現最優管理,生態保護補償是一種外部性內部化的手段,用以解決資源環境領域的外部性問題。外部性的后果是市場無效率,難以實現資源的優化配置。外部性的解決有兩大思路,一是借助市場機制,二是實行政府管制。借助市場機制是科斯定理的具體應用,科斯定理指出,“當交易費用為零時,只要初始產權界定清晰,并允許經濟當事人進行談判交易,那么無論初始產權如何界定,都可以實現資源的有效配置”,存在交易費用和產權界定不清是外部性產生的重要原因,也是科斯定理在具體應用中面臨的兩大阻礙[10]。生態保護補償正是科斯定理的具體應用。

圖1 生態保護補償的基本邏輯Fig.1 Basic logic of eco-compensation

圖1顯示了生態保護補償的基本邏輯[11]。森林生態系統的管理者通常在森林保護中只能獲得少量的收益,當把森林砍伐后轉變為農田或者草地時,他們可以獲得更多的收益。森林砍伐會使得下游的居民在水質凈化方面的生態系統服務減少和全球層面生物多樣性和碳匯功能的下降。通過生態保護補償,生態系統的管理者將得到補償,森林保護的收益將大于森林轉化為農田或者草地的收益,使得森林保護成為生態系統管理者的最佳選擇。

1.3 特性

生態保護補償的機制設計和有效實施包含了一些重要的特性。綜合考慮不同學者對生態保護補償的定義,生態保護補償存在3個重要的特性,分別是條件性(conditionality)、自愿性(voluntariness)、額外性(additionality)。

“條件性”是指“只有生態系統服務的提供者提供了生態系統服務或者采取了特定的土地利用方式或者采取了協定的自然資源管理規定才付費”。Wunder認為條件性是生態保護補償的最重要的特性[6]。當生態保護補償項目的實施缺乏條件性時,生態系統服務的提供者是否采取了特定的土地利用方式而提供了相應的生態系統服務就會不得而知。

“自愿性”是指“自愿參與,生態系統服務的提供者愿意采取特定的土地利用方式,生態系統服務的使用者愿意付費”。當生態保護補償項目的實施缺乏自愿性時,生態保護補償項目的實施就會遇到阻礙。

“額外性”是指“通過付費所購買的生態系統服務”。當生態保護補償項目的實施缺乏額外性時,生態保護補償項目的效率是很低的,通俗地講,就是花了錢卻什么都沒有得到。額外性也是評估生態保護補償項目效率的重要指標。

2 生態保護補償的分析框架

縱觀國際上生態保護補償或者生態系統服務付費的研究,生態保護補償的分析框架,包括生態保護補償的主體、生態保護補償的客體、生態保護補償的標準、生態保護補償的條件性、生態保護補償的效率以及生態保護補償和緩減貧困的關系等。其中生態保護補償的主體和客體是生態保護補償的基本組成部分,生態保護補償的標準和條件性是生態保護補償的核心問題、難點問題、重要特性；生態保護補償的效率以及生態保護補償和緩解貧困的關系是生態保護補償的后評估。

2.1 生態保護補償的主體

生態保護補償主體包括生態保護補償的賣方和生態保護補償的買方。

生態保護補償的賣方是生態系統服務的提供者,由于不同的土地利用方式會影響生態系統服務的供給,因此生態保護補償的潛在賣方是土地所有者[11]。國際上大多數的生態保護補償項目的賣方是私人土地所有者。有的生態保護補償項目涉及保護區等公共土地,政府作為公共土地的所有者也可以是生態保護補償項目的賣方。在一些生態保護補償項目中,土地屬于集體產權,社區具有管理和使用土地的權利,因此社區也可以是生態保護補償的集體賣方。不管生態保護補償的賣方是私人土地所有者還是政府或者集體土地所有者,生態保護補償項目意在尋求成本最低的生態系統服務提供者[11]。

生態保護補償的買方既可能是生態系統服務的使用者也可能是代表生態系統服務使用者的第三方(如政府、NGO等),Engel 等將前者稱為“使用者補償”,后者稱為“政府補償”[11]。Pagiola 和Platais認為“使用者補償”通常比“政府補償”更加有效率,因為生態系統服務的使用者具有更多的生態系統服務價值的信息,具有動機去監督生態保護補償項目的有效運行,能夠直接觀察生態系統服務能否被有效提供,而且在必要的情況下可以就補償協議進行終止或者再協商[12]。Engel 等認為“政府補償”通常比“使用者補償”更加成本有效,因為生態系統服務屬于公共物品,隨著生態系統服務的使用者的數量增加,交易費用和搭便車的動機在增加,而“政府補償”具有交易費用的規模效應和能夠克服使用者搭便車的問題。Wunder等對13個來自不同國家的生態保護補償典型案例進行了比較分析得出,“使用者補償”比“政府補償”更加有效率,但通常是小范圍的,隨著范圍的增加,交易費用不斷上升,因為交易費用存在規模效應,所以“政府補償”比“使用者補償”更加成本有效,但通常是大范圍的[13]。從實踐中看,大多數的來自發達國家和發展中國家的生態保護補償項目都是大規模的“政府補償”[14]。

2.2 生態保護補償的客體

生態保護補償需要基于特定的活動類型或者特定的生態系統服務的供給來進行補償。生態保護補償的客體是活動類型和生態系統服務。

活動類型是指特定的土地利用方式或者協定的自然資源管理規定,用來確保生態系統服務的產生。在生態保護補償實踐中,活動類型既可以是基于一種既定的事實,促進土地利用方式的轉變來增加生態系統服務的供給,例如在森林已經被砍伐的地區重新造林；也可以是基于生態系統服務損失的風險,避免土地利用方式的轉變而減少生態系統服務的供給,例如保護森林以防止森林被砍伐。通常情況下,對改變土地利用的補償標準要高于保持土地利用的補償標準[11]。從監管的難易程度看,有些活動類型是能夠被清晰地監管的,例如退耕還林；有些活動類型是不能夠被清晰地監管的,如改進農業管理實踐中的養分管理、有機農業等[15-16]。Porras等在對發展中國家的流域生態保護補償案例的匯總研究中,將活動類型分為4種類型,分別是改進土地的管理實踐、重新造林、保護現有的生態系統、修復退化的生態系統[17-18]。

生態系統服務是由特定的土地利用方式或者協定的自然資源管理規定而產生。生態系統服務,按照聯合國《千年生態系統評估報告》,包括四大類,即供給服務、調節服務、文化服務以及支持服務。在生態保護補償項目中,關注較多的生態系統服務是生物多樣性、碳匯、流域保護等[19]。生態系統服務的概念有存量和流量之分,在生態保護補償中,生態系統服務是一個流量的概念,并且是“流量的增量”的概念,因為活動類型(兩種狀態之間的變化)而產生的生態系統服務的增量。生態系統服務的表現形式有3個,一是生態系統服務物理量,二是生態系統服務價值量,三是生態系統服務指數。生態系統具有復雜性,認識和管理生態系統服務需要有可靠的生態學基礎,包括識別生態系統服務的重要提供者、確定生態系統服務提供的關鍵影響因素、測量生態系統服務提供的時空分布等[20- 21]。由于生態系統服務的公共物品屬性和信息不完全等原因,生態系統服務的價值化很難有規范統一的估算方法[21- 23],不同類型的生態系統服務會采取不同的價值估算方法,相同類型的生態系統服務也可以采取不同的價值估算方法,且估算結果往往不能直接比較[24]。實踐中,很多生態保護補償項目中設計了生態系統服務指數來代表生態系統服務,例如尼加拉瓜的“生態系統服務指數”(ESI)[25],美國的“環境效益指數”(EBI)[26]。不過生態系統服務指數能否準確地代表生態系統服務存在不同的認識,Zabel和Roe指出生態系統服務指數對生態系統服務存在扭曲[27]。

活動類型和生態系統服務之間的因果關聯存在不確定性,即特定的土地利用方式是否產生了相應的生態系統服務是需要做后評估的。土地利用變化對環境服務的影響主要通過三種途徑,分別是改變生物多樣性、改變生態系統過程和改變生境[28]。土地利用變化和環境服務的供給之間的關系存在不確定性,使得生態保護補償效率的評估變得困難,揭示生態系統服務形成和供給機制是生態保護補償的科學基礎[17]。

2.3 生態保護補償的標準

生態保護補償的標準將論述兩個重要問題,一是生態保護補償標準的核算方法,即生態保護補償標準確定的依據,二是生態保護補償標準的差別化,即生態保護補償標準的差別化的依據和影響。

2.3.1 核算方法

生態保護補償標準是生態保護補償研究中的核心問題和難點問題。通常情況下,生態保護補償標準要大于生態系統服務提供者的機會成本,小于生態系統服務對受益者的價值。理論上,為了建立生態保護補償機制,只有機會成本小于生態系統服務價值,存在福利改善的空間,才能進一步構建生態保護補償機制,機會成本和生態系統服務價值構成生態保護補償標準的合理區間。生態保護補償標準如果小于機會成本,生態系統管理者不愿意改變已有的土地利用方式。生態保護補償標準如果大于生態系統服務價值,生態系統服務的受益者不愿意支付這一生態保護補償費用。只有當生態保護補償標準介于二者之間時,生態系統服務的買方和賣方才有可能通過協商達成一致,構建生態保護補償機制。機會成本是生態保護補償標準的理論下限值,生態系統服務價值是生態保護補償標準的理論上限值。

生態系統服務價值評估一直是資源環境領域的一個難點問題,由于生態系統本身的復雜性和經濟學方法的局限性,尚沒有一個成熟的估算方法,估算結果往往很大,不同的估算方法得出的結果的差異往往也很大,很難具有實際操作意義。學術界的一般觀點是：生態系統服務價值可以作為生態保護補償標準的理論上限,而不作為現實的生態保護補償標準,現實的生態保護補償標準,普遍接受的補償水平以機會成本為主[11,29- 32]。國內的退耕還林項目和草原生態保護補助獎勵政策,美國的保護性休耕項目(CRP)和環境質量激勵項目(EQIP)[26,33],以及哥斯達黎加、尼加拉瓜等國的生態保護補償項目[25,34],都主要以機會成本作為生態保護補償標準制定的依據。機會成本法被廣泛應用于森林、流域、草原等生態保護補償領域。李曉光等應用機會成本法估算海南中部山區森林保護的總機會成本為2.37億元[35]。秦艷紅等運用機會成本法估算陜西省吳起縣的退耕還林補償標準為900元每畝每年[36]。段靖等構建了流域生態保護補償直接成本核算的一般性框架與方法,提出了基于分類核算的機會成本計算方法[37]。胡振通等運用機會成本法對禁牧補助標準進行了估算[38]。

2.3.2 差別化

由于不同地區自然條件、社會經濟狀況存在差異性,生態保護補償標準單一會產生過度補償和補償不足的問題,有必要分地區實行差別化的補償標準[39-43]。國內很多關于退耕還林(草)政策的研究均指出,不能實行一刀切政策,必須遵循自然條件、社會經濟區域差異性的客觀規律,根據機會成本的差異實施差別補償[44,45]。大規模的政府支付類型的生態保護補償項目,尤其有必要就生態保護補償標準的差別化進行深入探討。

機會成本的異質性和生態系統服務的異質性是實施補償標準差別化的基礎。機會成本的異質性,跟地理位置、人口結構、家庭規模、社會經濟狀況等相關。Kosoy等提出估算機會成本的3個代理變量,分別是生態系統服務提供者從事農業的凈收益、生態系統服務提供者的主觀受償意愿、土地租金[46]。生態系統服務的異質性,跟地理位置、自然條件等相關。在實際操作中,僅僅為了排序或者區分不同地區的生態系統服務的差別,并不一定需要知道生態系統服務的具體價值,可以采用生態系統服務指數進行評估,例如尼加拉瓜的“生態系統服務指數”(ESI)[25],美國的“環境效益指數”(EBI)[26]。

差別化的補償標準能夠顯著地提升生態保護補償的效率。Wünscher等通過對哥斯達黎加的森林生態系統服務項目(PSA)的研究指出,沒有考慮項目參與者的異質性會影響生態保護補償的效率,將項目參與者的機會成本、直接保護成本納入項目選擇會顯著地提升生態保護補償的效率[47]。美國的保護性休耕項目(CRP)在1990年由統一的固定付費模式轉變為通過競爭性投標(又稱為反向拍賣)的方式來選擇項目參與者,提高了每單位支付所獲取的生態系統服務[26]。

無差別化的補償標準公開透明、容易操作,差別化的補償標準能夠提升生態保護補償的效率,但補償標準在多大程度上差別化需要綜合考慮差別化帶來的效率改進和信息收集成本的增加。信息收集成本需要考慮生態系統服務的提供者和使用者之間的信息不對稱問題。信息不對稱是指,生態系統服務的提供者就生態系統服務提供的機會成本比生態系統服務的使用者有信息優勢。信息不對稱會產生兩種影響,一是生態系統服務的提供者存在隱瞞信息而獲取信息租金的激勵,使得補償標準偏高,二是生態系統服務的提供者存在隱瞞行為的道德風險,使得監管存在困難[48]。對于如何降低信息租金,Ferraro 認為存在3種方法,分別是收集與機會成本相關的信息、使用篩選合約揭示農戶類型、競爭性投標[48]。第一種方法在于生態系統服務的使用者收集生態系統服務提供者的機會成本的信息,第二、三種方法在于通過一定的機制設計讓生態系統服務提供者主動表達機會成本。

2.4 生態保護補償的條件性

生態保護補償的條件性是指“只有生態系統服務的提供者提供了生態系統服務或者采取了特定的土地利用方式或者采取了協定的自然資源管理規定才付費”[6]。條件性是生態保護補償最重要的特性,生態保護補償項目在實施中是否滿足條件性,直接影響生態保護補償項目的效率。生態保護補償的條件性的研究,可以細分為3個問題：1)生態保護補償項目的實施在多大程度上滿足了條件性；2)生態保護補償的條件性是基于生態系統服務的支付還是基于活動類型的支付；3)生態保護補償的條件性的監督管理權應該如何分配。

生態保護補償項目的實施在多大程度上滿足了條件性？很多發展中國家的生態保護補償項目都沒有滿足條件性。Wunder通過對玻利維亞和越南的生態保護補償項目的研究,指出很多生態保護補償項目缺乏有效的監管,甚至沒有監管,付費僅僅是一種善意的給予,而不取決于生態系統服務的供給[49]。條件性的實現跟監管技術和監管成本相關,監管技術落后,監管成本高,條件性的實現相對困難。條件性的實現還跟自愿性相關,生態保護補償項目的實施缺乏自愿性時,例如存在補償不足的問題,生態系統服務的提供者可能會不遵守協定的自然資源管理規定[6,17]。

生態保護補償的條件性可以分為基于生態系統服務的支付(又稱為基于產出的支付、基于績效的支付)和基于活動類型的支付(又稱為基于投入的支付)兩種類型。基于生態系統服務的支付,需要核實生態系統服務的存在,并建立基線來衡量生態系統服務的額外性[11],需要理解活動類型和生態系統服務之間的因果關聯,了解生態系統服務的空間分布,尋找能夠識別和監測、簡化但能精確衡量生態系統服務的指數[50],借助指數來量化生態系統服務產出,根據指數表現來進行支付。Zabel和Roe認為基于生態系統服務的支付的優點在于,屬于生態系統服務的直接激勵,能夠充分挖掘生態系統服務提供者在生態系統服務提供方面的經驗和知識,為生態系統服務的供給留有創新的空間[27]。而Engel 等卻認為,由于生態系統服務提供者并不清楚生態系統服務提供的水平,從而妨礙了生態系統服務提供者恰當地管理他們的土地[11]。Zabel和Roe指出,基于生態系統服務的支付需要注意兩個問題：一是生態系統服務生產存在不確定性,生態系統服務生產是人類活動和自然因素的共同結果；二是生態系統服務指數對生態系統服務存在扭曲,生態系統服務指數很難完全代表生態系統服務[27]。因為存在生態系統服務生產的不確定性,當實施基于生態系統服務的支付時,生態系統服務提供者需要承擔生態系統服務生產的自然風險,如果生態系統服務提供者屬于風險規避型,將會抬高生態保護補償標準,影響生態保護補償的財務效率[51]。如果存在具體的活動類型,是目標生態系統服務生產所需的,且能夠清晰地被生態系統服務的使用者或者監管者所認識,那么基于活動類型的支付并不會產生過高的監管成本,能夠提高生態保護補償的財務效率。實踐中,已有的大多數生態保護補償項目都是基于活動類型進行支付[17,51-52]。因為存在生態系統服務提供者和生態系統服務使用者之間的信息不對稱,所以基于活動類型的支付,相比于基于生態系統服務的支付,將大幅增加監管成本,需要監管生態系統服務提供者是否按照合約的規定采取了特定的土地利用方式,監管特定的土地利用方式是否產生了預期的生態系統服務[11]。

生態保護補償的條件性的監督管理權應該如何分配？一些研究表明,相比于生態系統服務的使用者直接行使監督管理權,將監督管理權下放至本地組織,如社區和家庭,并提供相應的經濟補貼,能夠充分利用本地的文化、習俗、社會關系等非正式制度,以達到激勵和約束的作用,保證合約更好的履行[53-54]。

2.5 生態保護補償的效率

生態保護補償的目標是通過補償來購買生態系統服務,衡量生態保護補償效率的指標通常有兩個,一是額外性,二是成本有效性,又可以稱為財務效率。額外性是指通過付費所購買的生態系統服務,也就是因生態保護補償干預而產生的生態系統服務。成本有效性是指在給定的預算約束下所能獲得的生態系統服務,即每單位支付所獲取的生態系統服務。兩個指標之間存在一致性,在一定的預算約束下,追求盡可能多的額外性,也就是追求每單位支付的最大生態系統服務。

基線是測度生態保護補償額外性的基礎,瞄準有助于提升生態保護補償的效率。下面分別來介紹評估生態保護補償效率的3個重要方面,基線、額外性、瞄準。

2.5.1 基線

生態保護補償的基線是測度生態保護補償額外性的基礎。生態保護補償的基線是指一個地區在未進行生態保護補償項目干預下的生態系統服務供給情況。只有建立生態保護補償基線,才能比較生態保護補償干預前后,因生態保護補償干預而產生的生態系統服務的多少,即額外性。

Wunder提出了3種不同的生態保護補償基線,分別是靜態基線、動態下降基線、動態上升基線。以森林生態保護補償為例,如果該地區森林生態系統服務保持恒定,那么應該采取靜態基線；如果該地區森林生態系統服務逐步好轉,例如在沒有干預的情況下,森林覆蓋率也會不斷恢復,那么應該采取動態上升基線；如果該地區森林生態系統服務逐步變差,例如森林砍伐普遍而導致森林覆蓋率逐年下降,那么應該采取動態下降基線。基線的合理選擇對生態保護補償效率的評估至關重要。如果合理的基線選擇是動態上升的基線,而實際選擇了靜態基線或者動態下降的基線,那么會高估額外性。如果合理的基線選擇是動態下降的基線,而實際選擇了靜態基線或者動態上升的基線,那么會低估額外性[1,49]。

很多學者對生態保護補償基線進行了深入探討和研究。Ribaudo和Savage對美國的點源和非點源的水質交易項目進行了研究,指出生態保護補償項目應該盡量排除屬于缺乏額外性的參與者,由于養分管理等農業管理實踐很難被監管者清晰地觀察,同時存在農民和監管者之間的信息不對稱,如何建立嚴格的基線來排除缺乏額外性的參與者是項目成功實施的關鍵[16]。Virah-Sawmy等對REDD+森林生態保護補償項目中的基線進行了研究,在傳統的兩種基線(線性趨勢基線、歷史平均基線)的基礎上,提出了指數平滑基線,通過比較3種基線發現,指數平滑基線能夠提升REDD+森林生態保護補償項目的效率[55]。隨著技術的發展,當前可以采用衛星遙感數據進行基線評估[34]。

2.5.2 額外性

生態保護補償的額外性是指通過補償所購買的生態系統服務,也就是因生態保護補償干預而產生的生態系統服務。Pagiola在2005年提出了一個生態保護補償效率的分析框架(如圖2所示)[56]。圖中,橫軸表示某種活動類型的個人凈收益,縱軸表示某種活動類型產生的生態系統服務價值,共有4個象限。其中第二象限(左上),個人凈收益為負,生態系統服務價值為正,存在正外部性。第四象限(右下),個人凈收益為正,生態系統服務價值為負,存在負外部性。45度對角線將平面分為兩個部分,在對角線的上邊表示某種活動類型的社會總收益為正,而在對角線的下面表示某種活動類型的社會總收益為負。

生態保護補償意在通過受益者付費實現外部經濟內部化,因此生態保護補償的目標在于將那些個人凈收益為負但社會總收益為正的活動類型通過補償轉變為個人凈收益為正的活動類型,如圖2中A的情況。

生態保護補償項目在實踐中存在3種無效率的情形：

1)情形B,應該補償但補償不足。社會總收益為正,應該補償；但因為補償不足,個人凈收益仍為負,社會總收益為正的活動類型未被采納。

2)情形C,不該補償但進行了補償。社會總收益為負,不該補償；通過補償,個人凈收益為正,補償超出了生態系統服務價值,社會總收益為負的活動類型被采納。

3)情形D,不需要補償而進行了補償。個人凈收益原本就大于零,即便沒有補償,土地利用者也會采取該活動類型。

圖2 生態保護補償效率的分析框架Fig.2 A framework to analyze the efficiency of eco-compensation

情形B未采取社會總收益為正的活動類型,情形C采取了社會總收益為負的活動類型,都帶來了社會福利的損失。實踐中,因為補償標準偏低往往會產生這兩類無效率的情形,補償標準偏低因為補償不足而使得社會總收益為正的活動類型未被采納,補償標準偏低吸引了成本較低但社會總收益為負的活動類型被采納[57]。情形D,對那些不需要補償就會采用活動類型的土地利用者進行了補償,通常被認為是缺乏額外性,或者是“花了錢什么也沒買到”[58]。這種情形會降低生態保護補償的財務效率,在生態保護補償預算約束下,減少情形D,可以將多出的生態保護補償資金去購買相應的生態系統服務。為了提升生態保護補償的效率,應該篩選最有效的生態系統服務提供者,減少對情形C和D的補償,增加對情形B的支付使其轉變為情形A。

還有一種情形也產生了生態保護補償的無效率,通常稱之為溢出。溢出是指環境破壞活動從生態保護補償項目區域轉移到非項目區域,生態保護補償項目區的生態系統服務改善帶來了非項目區的生態系統服務破壞,如果存在溢出效應,生態保護補償的環境效益被高估了[59]。溢出即可能是直接發生的,也可能是通過市場的價格傳導間接發生的[60]。

2.5.3 瞄準

生態保護補償的瞄準是指在一定的生態保護補償預算約束下如何在生態保護補償項目申請者之間進行選擇以使得生態保護補償項目的財務效率(即每單位支付所獲取的生態系統服務)最大[11]。根據生態保護補償效率的分析框架,在所有的項目申請者中,有一些項目申請者屬于3類無效率的情形[11]。當沒有瞄準時,無效率的項目申請者會被納入到生態保護補償項目中,導致生態保護補償的效率變低,存在效率提升的空間。通過瞄準篩選最有效的生態系統服務提供者可以提升生態保護補償的效率[47]。

在生態保護補償項目中,生態系統服務的分布、生態系統服務損失的風險、項目參與者的機會成本都存在空間異質性。瞄準可以基于生態系統服務、成本或者兩種的結合,分別簡稱為效益瞄準、成本瞄準、效益成本比瞄準[61]。效益瞄準就是基于生態系統服務,生態系統服務得分高的項目申請者優先納入生態保護補償項目。成本瞄準就是基于成本,成本包括機會成本、交易成本和直接保護成本,是一種靈活的支付模式。在統一的支付模式下,低成本的生態系統服務提供者愿意參與,高成本的生態系統服務提供者不愿意參與。在靈活的支付模式下,高成本的項目申請者獲得高的支付,低成本的項目參與者獲得低支付,相比于統一的支付模式,平均支付水平下降,在給定的生態保護補償預算下,可以將更多的土地納入到生態保護補償項目中。效益成本比瞄準,是效益瞄準和成本瞄準的結合,效益成本比越高的項目申請者優先納入生態保護補償項目,同時也是一種靈活的支付模式。瞄準還可以基于生態系統服務損失的風險,風險大的項目申請地區優先納入生態保護補償項目,這會提高產生額外性的可能性[62]。

很多學者對生態保護補償項目中的瞄準問題進行了研究。Ferraro提出了基于距離函數的非參數瞄準方法[63]。Alix-Garcia 等運用了基于森林砍伐風險的瞄準方法,研究發現,相比于統一的支付模式,基于森林砍伐風險的支付模式是更加有效率的[62]。Wünscher 等對哥斯達黎加的森林生態保護補償項目中的瞄準進行了研究,綜合考慮了生態系統服務、成本以及生態系統服務損失的風險三個因素,發現成本瞄準能顯著地提升生態保護補償效率,效益瞄準能夠中度地提升生態保護補償效率,生態系統服務損失的風險因為異質性低而對生態保護補償效率影響不大[47]。美國的保護性休耕項目(CRP)采用了效益成本比瞄準方法,構建了環境效益指數(EBI)來衡量不同地區的生態系統服務水平,通過競爭性投票(反向拍賣)的方式讓項目申請者主動表達成本,通過效益成本比的得分由高到低篩選項目申請者[26]。

瞄準可以提升生態保護補償的效率,但在具體實施中會面臨交易成本的問題。瞄準的應用需要綜合考慮瞄準帶來的效率改進和交易成本增加。交易成本主要來自于信息收集成本,需要收集不同地區的生態系統服務量或者生態系統服務指數以及生態系統服務損失風險,收集不同地區項目申請者的保護成本和機會成本,而成本信息的收集往往會面臨信息不對稱的問題。交易成本隨著個體數量的增加而增加,個體規模越小,交易成本也越大。

2.6 生態保護補償和緩減貧困

生態保護補償是一種提升自然資源管理效率的環境經濟政策工具而不是一種減貧的機制,但在生態保護補償實踐中往往會存在一些其他目標,其中最重要也最普遍的就是緩減貧困[13]。生態保護補償被許多決策者認為存在潛在的能夠同時解決環境保護和緩減貧困的作用[64]。從客觀上說,很多提供生態系統服務的區域屬于邊遠偏僻的經濟欠發達區域,尤其在中國,生態環境特別重要的地區多數是西部貧困地區,生態保護補償項目通過直接或者間接的方式影響著貧困農民,因此在生態保護補償項目中,的確需要考慮貧困問題。

關于生態保護補償和緩解貧困的研究,Pagiola 等提出了3個關鍵問題：1)誰是潛在的生態保護補償項目參與者,其中多少人是貧困的；2)貧困家庭參與到生態保護補償項目中,存在哪些阻礙；3)生態保護補償項目對貧困家庭參與者產生了哪些影響[65]。關于貧困家庭參與生態保護補償項目的阻礙,Pagiola等認為貧困家庭要參與到生態保護補償項目中需要滿足3個條件,分別是有資格參與、有意愿參與、有能力參與[65]。有資格參與是指,因為生態系統服務的供給由特定的土地利用方式來產生,所以只有土地所有者才有資格參與生態保護補償項目,無地的極端貧困家庭將被排除在生態保護補償項目之外。有意愿參與是指,貧困家庭參與生態保護補償所獲得的補償標準應該大于機會成本,在一定的補償標準下,低機會成本的貧困家庭愿意參與生態保護補償項目,高機會成本的貧困家庭不愿意參與生態保護補償項目。有能力參與是指,即便貧困家庭有資格、有意愿參與生態保護補償項目,貧困家庭也會因為土地的產權不清晰、投資費用、技術限制等因素而無法參與到生態保護補償項目。Wunder認為貧困家庭要參與到生態保護補償項目中還需要滿足第四個條件,即有競爭力參與[66]。有競爭力參與是指,貧困農戶因為土地面積小且分布分散,需要承擔較高的交易成本,而生態保護補償項目的實施為了降低交易成本往往會有集中連片的要求或者最小土地規模的要求,土地規模較小的貧困農戶在交易成本上缺乏參與生態保護補償項目的競爭力。關于生態保護補償項目對貧困家庭參與者產生的影響,Pagiola 等認為既包括直接的收入影響,也包括社會資本和文化等間接的非收入影響[65]。

在生態保護補償項目中,環境保護和緩解貧困是較難同時實現的,能夠同時實現需要滿足一些特定的條件。Mills等認為貧困農民生計單一、土地面積小且更依賴于自然資源,生態保護補償可能會通過擴大收入差距而對貧困農民產生不利影響[33]。Bulte等認為將生態保護補償和緩減貧困聯系到一起,可能會導致更低的效率,不論是環境保護的目標還是緩減貧困的目標[67]。Ziberman等認為貧困農戶最可能受益于生態保護補償項目的條件是,機會成本和生態系統服務價值成負相關,即機會成本比較低,但生態系統服務價值比較高,否則貧困的小戶的境況會變差,而富裕的大戶的境況會變好[68]。按照生態保護補償的自愿性要求,有一個最基本的推測是參與生態保護補償項目應該不會比不參與生態保護補償項目的境況要差,否則貧困農戶就不會選擇參與生態保護補償項目。Wunder同時指出,不能因為生態保護補償項目的自愿性特征就斷定生態保護補償具有緩減貧困的正向效應,因為很多生態保護補償項目的自愿性特征并不明顯,很多貧困農戶可能被迫參與生態保護補償項目,而獲得的補償無法完全彌補成本,例如中國的退耕還林項目和越南的森林生態保護補償項目[66]。

3 結論和啟示

縱觀國際上生態保護補償或者生態系統服務付費的研究,生態保護補償的分析框架包括生態保護補償的主體、生態保護補償的客體、生態保護補償的標準、生態保護補償的條件性、生態保護補償的效率以及生態保護補償和緩減貧困的關系等。其中生態保護補償的主體和客體是生態保護補償的基本組成部分；生態保護補償的標準和條件性是生態保護補償的核心問題、難點問題、重要特性；生態保護補償的效率以及生態保護補償和緩解貧困的關系是生態保護補償的后評估。

中國的生態保護補償制度建設,實施了很多大規模政府資助的生態保護補償項目(例如退耕還林項目、森林生態效益補償基金、草原生態保護補助獎勵政策、濕地生態效益補償等),積極推進流域上下游橫向生態保護補償和重點生態功能區區域生態保護補償,力求在國家層面建立一套完善的生態保護補償制度。作為生態文明建設的重要制度保障,隨著《關于健全生態保護補償機制的意見》的出臺,生態保護補償在未來將獲得較大的實踐發展。但總體來說,生態保護補償尚處于起步探索階段,涉及利益關系復雜,在促進生態環境保護方面的作用還沒有充分發揮,需要付出長期艱苦努力。

國內外生態保護補償的理論基礎和分析框架都是一致的,但總體來說,國際的研究比國內的研究要更早更深入。生態保護補償涉及不同的領域,例如森林、流域、草原、農業、濕地等；有豐富的實踐形式,例如森林碳匯(REDD+)、農業環境付費(美國的環境質量激勵計劃、歐盟的共同農業政策)、水基金、水質交易、碳排放交易、濕地銀行等。國際生態保護補償研究對于完善中國的生態保護補償制度建設具有重要的啟示。

未來中國的生態保護補償研究應該關注的關鍵問題有：

第一,生態保護補償的買方既可能是生態系統服務的使用者也可能是代表生態系統服務使用者的第三方(如政府、NGO等)。中國已經實施了大量政府主導的生態保護補償項目,未來如何孕育和促使私營部門增加在生態系統服務的投資,擴大生態保護融資,是生態保護補償制度建設的重要組成部分。

第二,生態保護補償的客體是活動類型和生態系統服務。活動類型是指特定的土地利用方式或者協定的自然資源管理規定,用來確保生態系統服務的產生。在生態保護補償中,生態系統服務是一個流量的概念,并且是“流量的增量”的概念。活動類型和生態系統服務之間的因果關聯存在不確定性,揭示生態系統服務形成和供給機制是生態保護補償的科學基礎。

第三,生態保護補償的標準是生態保護補償研究中的核心問題和難點問題。生態系統服務價值可以作為生態保護補償標準的理論上限,而不作為現實的生態保護補償標準,現實的生態保護補償標準,普遍接受的補償水平以機會成本為主。機會成本的異質性、生態系統服務的異質性是實施生態保護補償標準差別化的基礎,補償標準在多大程度上差別化需要綜合考慮差別化帶來的效率改進和信息收集成本的增加。

第四,生態保護補償的條件性是生態保護補償最重要的特性。基于活動類型的支付會大幅增加監管成本,需要監管生態系統服務提供者是否按照合約的規定采取了特定的土地利用方式,監管特定的土地利用方式是否產生了預期的生態系統服務。

第五,生態保護補償的效率屬于生態保護補償的后評估,需要做好合理的基線選擇,通過瞄準篩選最有效的生態系統服務提供者可以提升生態保護補償的效率,但瞄準的應用需要綜合考慮瞄準帶來的效率改進和成本增加。

第六,緩減貧困是生態保護補償項目中除環境保護這一首要目標之外的最重要也最普遍的其他目標。“十三五”時期是中國全面建成小康社會的決勝階段,堅決打贏脫貧攻堅戰,到2020年現有標準下的5575萬人貧困人口全部脫貧,在“五個一批”中,明確指出要生態補償脫貧一批,在貧困地區,需要深入研究生態保護補償對緩減貧困的影響。

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