生态补偿研究中的几个关键问题，本文主要内容关键词为：几个论文,生态论文,关键论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。
随着全球生态系统的退化及其提供有用生态服务的丧失和减少，生态补偿作为一种处理世界环境问题的政策工具集出现了[1]。近年来，已在发展中国家与发达国家实施了几百个补偿协议，生态补偿理论研究也取得了很大进展，但目前的主流生态补偿框架理论性太强，实践者往往无法模仿主流理论构建的假定运行条件，致使实践者在实施中面临诸多困难，为了促进生态补偿从理论走向实践[2]，需要进一步将生态补偿理论与实践观点一致起来。最近几年，国际上对生态补偿概念[3-6]、理论框架[3，5，7-9]、执行中面临的限制因素与挑战[5，7，10]等进行了反思与研究，提出了一些更宽泛的生态补偿框架[5，7]。本文立足于国际上最新的生态补偿理论与实践经验，系统总结了生态补偿科斯概念在实践中面临的挑战，分析了生态补偿的核心标准，提出了生态补偿应关注的关键问题，旨在更好地响应这种环境政策工具集的复杂性与多样性，同时为我国的生态补偿理论研究与实践提供借鉴。
1 生态补偿的科斯概念
生态补偿是当前生态经济学界的热点问题之一。国内外对生态补偿有不少定义，但由于侧重点不同及生态补偿本身的复杂性，到目前为止还没有一个统一的定义。早期的生态补偿是对生态环境破坏者的惩罚性措施，主要目的在于提供一种减少生态环境损害的经济刺激手段[11]；随着生态建设实践的需求和经济发展的需要，生态补偿的内涵发生了拓展，由单纯针对生态环境破坏者的收费，拓展到对生态服务提供者(或生态环境保护者)给予补贴，激励这些提供者(或保护者)主动提供优良的生态服务[4]。
1.1 生态补偿的科斯概念
迄今为止，生态补偿的主流思想基础仍是科斯经济学。科斯定理表明，无论资产的初始产权配置如何，社会最佳状态都可以通过讨价还价来实现。就环境问题来说，只要交易成本足够低、产权界定清晰，个体、社团甚至超级国家实体都可以交易他们的权利，直到环境物品和服务实现帕累托最优供给[5]。因此，建立生态服务交易市场成为解决因市场失灵引起的生态服务供给不足的有效方案。
基于科斯经济学的基本理论，Wunder等[6]提出“生态补偿是一种自愿交易、具有明确的生态系统服务或能保障这种服务的土地利用、至少有一个生态系统服务购买者和一个生态系统服务提供者、当且仅当服务提供者能够保障服务的供给(有条件的)”。目前，该概念在生态补偿文献中占主导地位，它认为理想的生态补偿项目应该把生态系统服务整合到市场中，生态补偿应该尽力实行科斯定理[12]，一个“真正”的生态补偿项目至少要具备三个条件：①必须清楚被提倡的土地利用类型与生态系统服务供给之间的关系；②利益相关者必须有终止合同关系的可能性；③监督系统必须与干预相伴，以确保生态系统服务供给。为此，在生态补偿项目设计中，科斯方法把重点放在减少交易成本、产权分配、建立生态服务提供者与购买者之间的交易过程等方面。
1.2 生态补偿的核心标准
生态补偿作为一种将外在的、非市场环境价值转化为当地参与者提供生态服务的激励机制，目的在于把正面激励转让给生态服务提供者，而且生态服务的供给是有条件的。
1.2.1 积极激励
激励是影响决策者参与行动动机的因素，生态补偿目的就在于建立一种把个体和/或集体的土地利用决策与自然资源管理的社会利益连接在一起的激励[5]。根据决策者的感知，可将其分为积极激励和消极激励。积极激励是生态补偿的核心，一方面积极激励可以改变生态系统服务供给决策，通常情况下生态系统服务由个人或集体供给，通过积极激励可以改变个人或集体的土地利用决策，从而改变生态系统服务供给，例如中国的退耕还林项目；另一方面，积极激励还可以影响对规章或法律效力的态度，例如哥斯达黎加PSA项目，因与反砍伐法案一致，而使其得到了社会支持[13]。积极激励的贡献并不意味着消极激励的缺失，消极激励常以强制参与或罚款与惩罚等形式出现在生态补偿中。但是，在实践中积极激励的权重应超过消极激励，而且应该尽可能把积极激励转让给提供生态系统服务的个人[7]。
1.2.2 条件性
条件性是激励生态系统服务供给的核心方法，究竟以生态系统服务物理量还是以服务提供者采取的行动作为激励条件对项目设计至关重要[14]，在实践中选择何种方法取决于技术和监督成本。由于测量生态系统服务变化很困难，因此，常以与生态系统服务供给有假定关系的生态指示器作为激励条件，而不是基于生态系统服务流量，例如，利用栖息地变化的卫星监测结果来估计碳服务供给[15]；此外，由于生态补偿干预力求改变行动者的行为，也常以生态系统服务提供者的特殊行动作为激励条件，例如欧洲农业环境生物多样性补偿就是基于行动(种植灌木绿篱)与生态系统服务(生物多样性服务)供给之间的假定关系。这种以行动为基础的协议虽然增加了农户与决策者行为的确定性，但也增加了生态结果的不确定性。在生态补偿项目实施过程中，需要对是否满足激励条件进行监督，但恰当的监督不仅依赖于观测服务以及服务供给者努力程度的能力，而且依赖于服务供给者的行动与服务供给之间关系的强度与一致性。
2 生态补偿科斯概念面临的挑战
基于科斯定理的生态补偿概念虽然构建了生态补偿的理论框架，但理论性太强，实践者无法模仿其构建的严格假定运行条件(例如，明确的产权、完全信息以及竞争)，在实践中不太容易推广和实施。从当前国际生态补偿实践来看，大多数生态补偿项目不能严格遵守Wunder提出的这些标准[6]。
2.1 自愿性难以完全满足
生态补偿实际上是各种规模的集体组织(从小组织到国家政府)之间的谈判，受其干预影响的人们是否愿意自愿参与，依赖于他们能否有效地对服务收益施加控制以及能否处在谈判位置上。然而，现实中有些社团成员处于不利地位，他们的观点经常被忽视，这些成员往往是因为高压才参与生态补偿项目的，例如哥斯达黎加的PSA项目和中国的退耕还林项目。Vatn指出目前大量的生态补偿案例严重依赖于政府和社团参与[16]，有些政府操作的生态补偿项目并不是利用政府的财政收入筹集资金，而是通过向生态系统服务使用者强制收费实现的，因此，至少从购买者的观点出发，不能被看做是自愿的市场交易。有时，即使私人交易发生了，自愿性也不一定能够满足，例如在流域生态补偿项目中，上游土地管理者因改善土地利用实践而得到补偿，但下游用水户并没有意识到他们是因生态补偿项目而支付了较高水费，他们虽然付费了但未必是自愿的。Farley等也指出为了提供充足资源或确保付费公平分摊常常需要采用非自愿方法，例如税收或强制服务费[17]。
2.2 生态系统服务难以完全界定
生态系统服务与生态系统的结构与过程有关，依赖于具体的生态系统，而且受不同区域的地理、生态、气候以及人类活动等的影响[18]。由于目前对生态系统结构与服务之间的复杂关系以及生态过程与服务发挥与保育之间的联系缺乏科学解释[19-20]，致使生态系统服务物理量评价存在较大困难。因此，在生态补偿实践中大多采用土地利用变化替代生态系统服务。但事实上，由于土地利用与所提供生态系统服务之间的生物物理联系非常复杂，生态系统服务往往难以完全界定，生态补偿科斯概念采用的完全信息假设在实践中几乎很难遇到；而且，模拟土地用途与生态系统服务供给之间的因果关系所需的技术信息成本非常昂贵，致使交易成本增加。因此，大多数生态补偿项目是以不完全信息为特征的，实践者常常根据所提倡的土地用途对生态系统服务供给产生影响的假设进行决策，例如世界上开展的很多生态补偿项目都假设森林可以提供几乎所有期望的生态系统服务[2]。
2.3 条件性难以完全遵守
很多发展中国家的生态补偿案例都不符合条件性标准，Wunder指出“许多项目要么被松散地监控，要么根本就没有监控。补偿是出于善意的给予，而不是取决于生态系统服务供给状况。通常，监控仅限于检查合同要求的土地利用实践是否遵守，而不是检查生态系统服务实际供给是否改变”[5]。为此，Joshua Farley等提出严格的条件性并不太合适[17]，首先，执行起来非常昂贵，交易成本会持续增加；其次，有条件的货币补偿有可能通过“挤出效应”产生事与愿违的结果[13]。研究显示[15]，如果对人们必须做的事情进行补偿，那么一旦补偿不足，人们就不会好好干；一旦补偿停止了，人们就有可能停止干。可是，假如把补偿看作期望活动所需成本的公平分摊，基于互惠原则，受益者会认为自己有回报的内在义务，即使不监控，他们也会自觉参与社会期望的活动(例如，植树造林)，有时严格的监控(对于条件性是必要的)反而会降低积极性和绩效。因此，许多生态补偿项目都是以互惠为基础的[21]。
2.4 效率和公平的分离
生态补偿的科斯概念将效率放在首位，认为生态补偿首先应该改善自然资源管理效率，不一定要减缓贫困[21]。基于这种愿景，缓解贫困被看做是生态补偿的积极“副效应”。但在实践中，尤其在政府主导的生态补偿项目中，为了赢得政治上的支持，减少贫困常常被当成另一个目标[12]，尤其在发展中国家政策领域常常把生态补偿看做是保护环境与缓解贫困的双赢机制。
基于市场竞争标准，生态补偿科斯概念认为应优先补偿那些对环境额外性贡献最大且受偿意愿最低的人。通常情况下，贫困程度与所要求的补偿相反，如果按照受偿意愿确定生态系统服务供给者，那么穷人就会成为生态补偿项目的主要受益人，这虽然有可能实现效率与公平双赢，但会引发重要的伦理问题，一是穷人是否都自愿参与生态补偿项目，或在这种自愿协议背后，是否存在穷人因为他们的身份而不能拒绝补偿的情况；二是由于穷人的绝对机会成本较低，致使“环境保护责任”不相称地落在穷人身上，使得穷人选择可替代土地用途的自由度较低，这有可能引起生产性锁定，使贫穷的土地所有者以低价格专门生产生态系统服务，长此以往将限制穷人的发展能力[5]。
3 生态补偿研究需关注的关键问题
生态补偿作为资源在社会行动者之间的一种转让，它是嵌入在社会关系、价值观与社会感知中的[7]，因此，在实践中应考虑生态补偿执行的复杂性与约束性，关注生态系统服务的形成和供给机制、生态补偿的融资机制与支付机制、补偿对象的空间定位、激励方式选择、公平与效率的权衡、泄露、额外性与不正当激励以及中介机构的影响力等关键问题。
3.1 生态系统服务形成和供给机制
全面认识和理解生态系统服务的形成与供给机制是进行生态补偿的前提。然而，当前的生态经济学知识不足以精确刻画大多数生态系统服务的特征与机理，尤其我国的生态系统服务研究大多数建立在相对不完全的具体生态系统研究基础上，没有对生态系统的结构、生态过程与服务功能的关系进行深入分析，而且多数地区缺乏必要的生态监测数据以支持生态系统服务功能及其变化的评价[18]，这使得当前的生态系统服务物理量评价缺乏可靠的生态学基础，仅有少数生态系统服务能够明确测量，因此，在生态补偿实践中通常用土地利用变化来代替生态系统服务供给，虽然已有学者提出土地利用变化是通过改变生境、改变生物多样性、改变生态系统过程等途径影响生态系统服务功能的[22]，IGBP和IHDP相联合的Global Land Project也将土地利用及管理影响下的生态系统特征和功能及由此而引起的对生态系统服务供给和人类福祉的影响作为核心问题，但目前这方面定量研究较少，仅有部分学者利用生态水文模型模拟生态系统服务的产生[23]，土地利用与生态系统服务供给之间的关系尚不明确，这可能会导致一些错误的决策[10]，也会使生态补偿绩效评价很困难。因此，当前急需揭示生态系统结构—过程—服务的相互关系、明确生态系统服务形成和供给机制[21]，为生态补偿提供科学基础。
3.2 生态补偿的融资机制与支付机制
恰当的生态补偿机制必须能够有效地募捐与支出资金。充足的可持续资金是实施有效生态补偿项目的先决条件，一个理想的融资机制应该符合三个标准[17]：第一，每个出资人的边际支付至少应该与其所接受的收益或造成的损害成比例；第二，应该有一个反馈环，通过它，随着对生态系统服务威胁的变化而增加或降低收缴的费用；第三，交易成本应该最小化。目前，生态补偿资金的筹集主要包括国际组织或环境保护非政府组织的贷款或捐助、政府转移支付和补贴、受益者支付等三种途径，一般而言，国际组织或非政府组织发起的生态补偿项目能够提供充足的项目启动经费，但后续资金往往缺乏保障，而受益者支付较能够建立一条持久的资金供给渠道[24]。然而，我国生态补偿仍以政府投资或政府主导的财政转移支付体系为主，尽管也探索了一些基于市场机制的生态补偿手段(如水资源交易模式)，但市场交易和自愿协商机制尚未全面建立，随着生态补偿的广泛开展，市场化途径应成为我国生态补偿的有效手段。
有效的生态补偿项目必须具备一个有效率的支付机制，科学合理地核算补偿标准是建立有效支付机制的关键。目前，常用的补偿标准核算方法包括生态系统服务功能价值法、机会成本法、意愿调查法、市场法等。其中，机会成本法是根据各种环境保护措施所导致的收益损失来确定补偿标准，然后再根据不同地区的资源环境条件等因素制定出有差别的区域补偿标准，我国退耕还林工程、美国的环境激励项目等采用该方法；市场法将生态系统服务看成一种商品，按均衡价格确定补偿标准，该方法主要用于水资源交易和碳排放权交易项目，Guabas河流域水资源交易、阿根廷GTZ的碳折扣项目等采用该方法；意愿调查法通过调查补偿者和受偿者的意愿确定补偿标准，Kabarta湿地生态补偿、西藏水资源生态补偿等采用该方法。然而，由于尚未形成统一的补偿标准核算方法体系，故各种方法的研究结论难以比较，未来应进一步完善生态补偿标准确定方法，探索并明确影响生态补偿标准确定的关键因子、通过寻找到一个或几个特定参数确定补偿标准[25]。
3.3 补偿对象的空间定位
由于不同区域提供的生态系统服务以及农户的经济行为都存在空间异质性，而且生态补偿实施过程中可能会出现三类无效率问题，因而，为了提高生态补偿效率，需要在众多的潜在生态服务提供者中，选择最有效的生态服务供给者。Babcock等将参与者空间选择的研究工具和方法分为三种：福利法；成本法；福利成本比例法[26]。Powell采用效益标准定位原则，利用GAP分析法确定生物多样性保护的优先保护区域[27]；Chomitz等采用成本法选择参与者的案例，发现成本和生物多样性间存在负相关关系，提出了低成本高收益的最终解决方案[28]；Ferraro[29]等采用成本福利比率标准，确定了生物多样性保护和流域保护的优先区域；Alix-Garcia等在成本效益定位法基础上考虑了森林采伐风险，并检验了方案的效率，发现每美元所购买的生态系统服务高出统一标准方案的四倍[30]；Wǖnscher进一步融合了生态系统服务的多目标性，将环境服务损失的风险作为一个空间变量，集成了微观水平的参与成本，以生态补偿项目对环境服务的贡献程度为标准选择补偿区域，发现选择方案成倍提高了森林保护项目的资金效率[31]。
3.4 激励方式的选择
生态补偿实际上是社会行动者之间的一种资源转让，主要目标就是激励社会行动者产生保护生态系统服务的动机，从而改变个人或集体破坏生态系统或过度利用自然资源的行为。然而，由于生态系统服务通常是环境公共产品，不同行动者具有不同的保护或破坏生态系统服务的动机，因此，需要选择恰当的激励方式。
在许多情况下，经济激励可以“挤出”地方规则与社会规范，影响环境保护行为的“内在动机”[32]。例如，一些小额补偿有可能损害(或侮辱)参与者，不仅可能降低个体参与动机，也可能“挤出”其他已有的动机(例如利他主义)，Koellner发现生态系统服务付费设定动机中中位数最高的是内在动机(人类福利和生态责任)，最低的是直接财政收益[33]。事实上，个体很难成为纯粹的利益最大化者，社会合作、地方规范、宗教信仰影响着个体行为。Gong等[34]也指出社会资本是生态补偿成功的关键因素，因为只有高水平的社会资本才能为集体行动提供潜力，才能确保集体成员不参与引起环境恶化的私人活动，而利益相关者的不信任将会阻碍环境目标的实现。Vatn则更详细地阐述了这些思想，提出生态补偿构成了一种不同行动者通过合作重新决策土地利用管理的机制，该过程受财产权、法律框架、社会认知与价值观等现有制度的影响[16]。因此，生态补偿应选择更为灵活的方式来实施，除了经济激励外，还可以发挥其他激励手段的作用，例如产业扶持、技术交流、人员培训、生态标志产品的“绿色”销售通道等方式。
3.5 效率与公平的权衡
生态补偿效率与公平之间的关系错综复杂，生态补偿缓解贫困的证据也是混合的，尼加拉瓜的贫穷土地所有者通过参与生物多样性实践而受益[35]，但Grieg-Gran发现有些生态补偿项目排斥贫穷的小土地所有者[36]，Corbera发现拥有有限土地禀赋的家庭难以参与南墨西哥碳森林工程[37]。在实践中，如果一个生态补偿项目会造成利益相关者之间的收益和成本分配不公平，那么它很少能被有关机构接受，生态补偿更多地被赋予了社会和谐与公正的责任，Nicolas Kosoy指出生态补偿是实现环境改进和乡村发展的双赢策略[38]；粟晏等提出生态补偿是社会矛盾、利益差别、认识分歧的整合器[39]；秦艳红等指出合理的补偿可使生态系统服务提供者获得足够的动力和能力来改变原有落后的生产生活方式，从而加速地区经济发展[24]。但是，如果生态补偿项目不受效率约束，仅考虑公平与公正，将会阻碍生态补偿项目的长期可行性。因此，在生态补偿项目设计时，需要权衡效率与公平之间的关系，尤其在发展中国家，生态补偿应被明确地看做是农村发展计划和项目的一部分，应充分考虑到弱势群体的生计对生态环境的依赖作用，充分考虑弱势群体的生存和发展权利，而不是仅仅其作为一种以最有效的方式保护环境的经济工具，应将其作为多元目标的政策工具来构架。
3.6 泄露、额外性与不正当激励
假如生态系统服务供给改善是以其他地方的环境破坏活动增加为代价，就会产生“泄漏”。如果存在泄露，生态补偿带来的福利就有被高估的可能。泄露可能是直接发生的，例如土地所有者在生态补偿项目的支持下保护了自己的森林，但将破坏活动转移到了其他地方；也可能是通过市场机制间接发生的，例如在生态补偿中为保护森林征收的土地可能会导致林产品或农产品价格上涨，从而鼓励了其他区域的森林向农业转化[10]。泄露问题除了与生态系统服务类型有关外，主要与项目规模有关，如果规模小，一般不太可能造成间接泄漏影响，但规模大，确有可能造成间接泄露。在实践中，泄漏很难进行可靠的计算，如果合同设计审慎并进行适当的监测，可以降低局部泄露的风险，但间接泄漏仍难以评估。目前，只是直观评价泄露，大多数项目都对此都缺乏具体研究。
额外性是指实施生态补偿项目后新增加的生态系统服务量，它常常作为生态补偿效率的指示器，但由于基线评价、服务测量以及识别渗漏的方法与实践方面的原因，额外性的证明非常困难，许多案例都是定性估计额外性的，今后应加强额外性的定量研究，而且应在项目设计阶段就在空间和时间尺度上考虑额外性[7]。此外，生态补偿项目设计不当将引发不恰当的激励，例如潜在的申请人为了参与生态补偿项目而故意砍伐森林，因此，为了避免引发不恰当的激励，需要设计谨慎的合同，例如为了避免诱发森林砍伐，可以规定一定年份前砍伐的地区才有资格参加生态补偿项目。
3.7 中介机构的影响力
在理解生态补偿项目绩效时，中介机构的作用非常关键。在使用者付费项目中，生态系统服务购买者通常会自己选出中介机构来进行管理，例如法国东部的Vittel流域保护项目由Agrivair实施，Agrivair是一个由购买者创建的农业组织，它在当地有很好的基础，深受农民信任，该组织建议农民采用对水质影响小的方式发展奶牛业，包括不使用农用化学品，采用动物堆肥，减少牲畜数目；玻利维亚Los Negros项目和厄瓜多尔Pimampiro项目都由NGO组织实施；厄瓜多尔PROFAFOR项目则由购买者组织的PROFAFOR来组织实施。Vatn[16]、Kosoy与Corbera[40]都指出中介机构常常成为生态补偿的“主导机构”，它界定了所要交易的生态系统服务，在买卖双方之间设定了条件、很大程度上影响着交易的价格。分析中介机构对购买者与供给者之间资源转让的控制能力是一个重要的研究课题，但目前尚未引起足够重视，未来的生态补偿理论研究与实践中应予以关注。
4 结语
生态补偿作为一种解决世界各地环境问题的政策工具集，日益得到社会各界的广泛关注。但是，在实践中生态补偿的执行面临着复杂性与约束性，因此，有必要对生态补偿科斯概念进行修订，使生态补偿理论与实践观点一致起来。这就需要建立能够处理复杂性与多样性、能够把生态补偿整合在已有的农村发展制度和其他环境保护中的制度框架。然而，这是一项复杂而艰巨的任务，不仅需要关注生态系统服务供应的不确定性、资源使用的不平等性、中介机构的影响力、制度与文化影响等问题，而且需要在理论研究者与实践者之间建立更包容的对话机制，在二者之间搭建良好的交流平台，同时将各利益相关者吸收进来，共同讨论生态补偿理论研究与实践中亟待解决的问题，使理论研究者更深入地了解生态补偿实践中面临的困难，为解决现实问题提供真正的帮助。