国外生态服务支付的目标、要素及机制研究_生态系统论文

国外生态系统服务付费的目标、要素与作用机理研究，本文主要内容关键词为：机理论文,生态系统论文,要素论文,作用论文,国外论文，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。

      中图分类号：F06 文献标识码：A 文章编号：1005-9245(2015)02-0087-11

      经济的繁荣离不开人造资本、人力资本、社会资本和自然资本，其中自然资本带来的利益在经济发展中占据了很大的份额[1]。然而在很长一段时间内人们都在免费和廉价使用自然资本带来的生态系统服务(Ecosystem Service，文中简称ES)。由于生态系统服务(ES)的公共属性，过度使用带来自然资源的耗竭和严重的环境污染以及生态破坏，不利于人类以及经济的可持续发展。随着人们对环境和生态服务重要性意识的逐渐觉醒，世界各国采用行政和命令手段管理自然资本。与传统的行政命令相比，生态系统服务付费(Payment for Ecosystem Service，文中简称PES)是一种基于市场的有效环境治理手段，众多发达国家和发展中国家都竞相付诸实践。目前不同学科都对ES和PES进行研究，尤其近10年来，出现了大量研究成果。对ES的研究是PES研究的必要基础，本文按照ES研究和PES研究的起源与发展、ES和PES的含义以及分类对已有研究成果进行梳理之后，在生态系统和生物多样性经济学(TEEB)的框架下，概述了PES的治理目标、构成要素及作用机理。

      一、生态系统服务(ES)的性质及分类

      (一)生态系统服务(ES)研究的起源与发展

      早在18世纪，一些古典经济学家就已经认识到自然为人类提供了服务和利益，马尔萨斯在《政治经济学原理》中把“土壤、矿产以及鱼类资源”看作自然资本[2]。由于自然资本提供服务的免费性质，最初对自然资本的认识仅停留在自然资本的使用价值上。直到20世纪70年代，也就是新古典经济学时代，西方社会逐渐开始意识到清洁空气和水、野生动物等的货币价值，Westman称其为“自然的服务”[3]，Ehrlich称其为“生态系统服务功能”[4]，并尝试说明核算自然带来的利益的重要性和难点，从而为是否开发自然资源提供社会公平的决策基础。随后的20世纪90年代，受到贝耶尔研究所(Beijer Institute)生物多样性项目研究的影响，学界开始了一系列关于ES的研究议题，其中Costanza等论述了全球范围内17种自然资本和生态系统服务的总经济价值(见表1)，强调了生态系统服务在社会经济中的重要作用[5]，被称为生态系统服务主流研究的里程碑。

      21世纪以来生态系统服务从认知逐渐走向管理实践，渗入到相关政策领域，旨在实现保护环境和社会经济的可持续发展，如全球生物多样性评估(Global Biodiversity Assessment)中采用了生态系统方法(Ecosystem Approach)[6]，这种方法是一种自然资源管理方法，强调自然资源与人类社会的联系，有助于生态环境的有效保护和可持续利用；千年生态系统评估(Millennium Ecosystem Assessment，简称MEA)采用生态系统方法，综合评估了人类对自然资源的影响[7]，促使各国将生态系统服务纳入政策议程中。在评估生态系统服务的非市场价值时，学者们通常使用显示偏好法和陈述偏好法，如旅行费用法[8][9]、条件价值法[10][11]、机会成本法[12][13]等，为制定相关环境经济政策(如PES)提供理论基础。同时新的模型方法被用来评估生态系统服务的经济价值，如Ooba(2010)用生物地球化学模型(Biogeochemical model)模拟了森林中的生物量、水循环、碳氮循环和森林管理的过程，通过比较不同情境下的森林经济价值，来评价森林管理的效果[14]；美国斯坦福大学及其合作者共同开发了生态系统服务和交易的综合评估模型(Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoffs)，用来评估和比较不同土地利用情境下的生态系统服务的经济价值[15]。随着学界对生态系统服务价值研究的深入，生态系统服务的交换价值变得越来越重要，管理和交易生态系统服务的机制如生态系统服务市场(MES)、生态系统服务付费被建立。

      (二)生态系统服务(ES)的含义和分类

      已有文献主要是从服务的“服务”“产品”“数量”和“品质”属性的不同角度对ES进行界定。MEA强调生态系统服务的“服务”属性，认为ES是从自然界获取的能够同时满足人类需求和其他物种要求的益惠，包括供应服务、调节服务、文化服务和辅助服务[16]。隐去ES的产生过程，Fisher et al.(2008)将生态系统所提供的服务视为一种产品，强调ES的“产品”属性，认为生态系统产品是在一定的生态系统结构(如表面水、湿地、空气质量)基础上，经过生态系统作用过程得到的生态系统外流，可以划分为中间服务、最终服务和益惠，在核算和评估生态系统服务时，只有最终服务带来的益惠可以加总，例如养分循环(中间服务)提供了清洁的水(最终服务)，人类经过净化处理后得到了饮用水(益惠)[17]。Farley et al.(2010)等区分了生态系统服务和生态系统产品，描述了生态系统服务的“品质”属性和生态系统产品的“数量”属性。他把生态系统产品视为存量-流量资源(Stock-flow Resources)，当自然资源存量的增量大于消耗量时，生态系统产品增加；当自然资源存量的增量小于消耗量时，生态系统产品减少；相反，生态系统服务可视为自然界提供的存量服务(Fund-service)，是存量-流量资源特殊配置带来的服务流[18]。

      MEA对ES的定义明确了生态系统所具有的功能和对人类的多种服务，但对ES的四种分类(供应服务、调节服务、文化服务和辅助服务)存在交叉的问题，供应服务、调节服务和辅助服务共同提供了文化服务，文化服务的价值中又体现了前三种服务的价值，这使得计量ES的四种分类的生态系统服务价值变得困难。Fisher et al.(2008)对ES的定义解释了生态系统服务在生产过程中的时序位置，认为ES的经济价值是益惠的经济价值，这样就避免了ES经济价值的重复计算。但该定义把ES等同于生态系统产品，没有说明ES和生态系统产品的区别。

      按照MEA(2005)和Fisher et al.(2008)的定义可以核算ES的经济价值，却不利于核算ES的经济价值的变化量。Farley et al.(2010)区分了生态系统产品和ES的物理特征(见表1)，据此区分了生态系统产品的数量变化和ES的品质变化，为核算ES的经济价值变化和发展与ES有关的制度及政策工具提供了支持。

      对ES的内容加以细分，是ES研究的重点和难点，这主要是因为人类对ES的功能和作用的认识还非常有限，ES的生产过程错综复杂并伴有交互作用，有时无法将服务内容割裂来看。尽管如此，学界对ES的内容细分的研究还是取得了重要成果(见表1)。

      如表1所示，Costanza et al.(1997)根据生态系统功能对ES进行分类；MEA(2005)根据ES的“服务”属性对ES进行分类；Farley et al.(2010)在Fisher et al.(2008)的分析基础上将ES分为生态系统服务和生态系统产品，并区分了它们的物理特征[18]；张彪等(2010)根据人类对生态系统服务需求的三个层次(物质产品、生态环境、文化景观)，将ES分为3类12项，将ES与人类的实际需求联系起来[19]；Li et al.(2011)运用生态区位商理论，将ES分为三级，核算空间差异下的ES，判断某一区域内不同ES的重要性[20]。

      与上述研究对ES细分不同，国内外学者如Wunder(2005)[21]、Pagiola(2008)[22]、Tacconi(2012)[23]、Mahanty et al.(2013)[24]等，将ES解释为环境服务(Environmental Service，ES)。国内研究通常将ES翻译为“生态系统服务”[25]或“生态环境服务”[26]。也有机构和学者认为环境服务和生态系统服务是包含与被包含的关系。联合国粮农组织认为，环境服务是生态系统服务的子集，环境服务是生产用于直接消费的食物或木材时产生的副产品，生态系统服务是人类从生态系统获得的所有益惠(Fao，2012)①。相反，Muradian et al.(2010)认为生态系统服务是环境服务的子集，生态系统服务指人类从自然生态系统中获得的益惠，环境服务还包含了主动管理生态系统获得的益惠[27]。Derrissen et al.(2013)认为环境服务不仅包括自然界无意中生产的环境产品和服务，还应包括人类生产的环境产品和服务[28]。

      可见，研究者从不同的审视方式和角度进行研究，产生了对ES的不同解释和分类，这些解释和分类具有互补性，成为生态系统服务价值评估的基础和前提条件。

      

      二、生态系统服务付费(PES)的含义及分类

      (一)生态系统服务付费(PES)的起源与国内外实践的发展

      在“生态系统服务”这个术语还未被广泛使用之前，已经出现了买卖生态系统服务的市场。20世纪30年代，美国政府在干旱、沙尘暴以及经济萧条的大环境下使用自愿支付项目来改善农业环境状况。如土地休耕政策[29]。在英国，1986年政府提出了环境敏感区计划，通过对农民的直接支付，激励保护区农民在农业生产过程中减少杀虫剂和化肥的使用[30]。

      20世纪90年代以来，随着生态系统服务的货币价值研究的进步，经济激励手段逐渐替代了传统的强制命令政策，激发了各国保护生态系统的实践和研究，使得生态系统服务市场(Market for Ecosystem Service，MES)和生态系统服务付费(PES)的框架得以形成和推广。国际上MES的实践主要有温室气体排放交易、湿地缓解银行(Wetland Mitigation Banking)；PES的实践主要有流域保护、碳封存、栖息地保护、野生动物援助、生物勘探等[31]。我国生态补偿实践最初主要集中在水土保持方面。1980年水利部推出“小流域综合治理”，通过户包治理小流域，实现可持续使用水土资源和维护生态环境，但此时的治理成效相对有限[32]。1991年通过并开始实施的《中华人民共和国水土保持法》一方面要求对造成水土流失的生产建设活动进行治理(第32条)，征收水土流失防治费和补偿费，另一方面鼓励单位和个人参与水土流失治理，并在资金、技术、税收等方面予以扶持(第33条)。

      进入21世纪以来，我国大力推动多领域的生态补偿实践。2000年国家先后启动数个与森林有关的大型生态保护工程建设。同年东阳市与义乌市之间进行了我国首次水权交易，尝试用市场机制推动流域生态补偿，优化配置水资源。2003年中国国家认证认可监督管理委员会批准设立国内第一家有机食品认证机构：中绿华夏有机食品认证中心。2005年国务院发布《关于落实科学发展观加强环境保护的决定》，规定“要完善生态补偿政策，尽快建立生态补偿机制”(第23条)。同年我国正式加入国际清洁发展机制(Clean Development Mechanism，CDM)市场，并于2012年在全国7个省市开展碳排放权交易试点。2010年我国制定了《全国主体功能区规划》和《国家重点生态功能区转移支付办法》，提出国家重点生态功能区名录，推动地方政府加强生态环境保护。2014年，《习近平总书记系列重要讲话读本》[33]提出“建立反映市场供求和资源稀缺程度、体现生态价值和代际补偿的资源有偿使用制度和生态补偿制度”。我国的MES和PES项目如表2所示。

      

      (二)生态系统服务付费(PES)的含义和分类

      与生态系统服务的实践相比，PES的定义近十年才得以形成和发展。学者们主要从环境经济学和生态经济学的角度分别给出PES的定义。

      环境经济学定义试图以市场机制管理生态系统服务的买卖，强调保护生态的效率[18]。具有代表性的是Wunder(2005)给出的定义，他认为理想的PES是一种市场化的保护机制，需要满足五个条件：自愿交易行为；定义明确的生态系统服务；至少有一个服务购买者；至少有一个服务提供者；当且仅当服务提供者保证提供生态系统服务[21]。不能同时满足以上5条标准的PES项目被称为“类PES计划(PES-like schemes)”[35]。Engel et al.(2008)认为，生态系统服务的外部性造成其管理不善，PES可将具有正外部性的生态系统服务内部化，是对“科斯定理”的实践；生态系统服务的购买者可以是ES的使用者，也可以是ES使用者的代表(如政府)，他们的支付激励ES供给者的保护行为；在某些情况下，PES可以视为对ES供给者的环境补贴，对ES使用的使用费[36]。然而大部分实际情况下，PES不是一个真实的市场，交易的生态系统服务不明确，政府作为中间机构，按照提前设定好的价格，将从ES消费者手里调动到的资金分配给ES的供给者[37]，存在着巨大的交易成本，难以实践“科斯定理”。生态经济学方法尝试给出更贴近现实状况的PES定义，强调保护生态可持续性和公平分配[18]。Murandian et al.(2010)认为，现实中的PES存在复杂性，表现在：PES缺乏运行良好的生态系统服务市场；要权衡公平和效率；作为多目标政策工具，具有社会嵌入性。因此，PES的目标是建立一种自然资源管理激励机制，改变个体和集体的破坏行为，使自然资源配置中的个人决策和社会利益达成一致。由于生态系统服务市场的不完美以及存在社会嵌入性，不是所有的交易都是市场交易，也可以是协议支付或者公共补贴等[37]。Tacconi(2012)对比了环境经济学和生态经济学的研究方法重新定义了PES，认为PES是对自愿的环境服务提供者进行有条件的支付以提供额外的环境服务的一个透明系统[23]，透明系统是对所有的利益相关者提供及时的和可靠的信息[38]。对于PES分类，Wunder(2007)给出了四种不同的PES分类[35]：1.根据保护修复环境的载体不同，把PES分为基于土地面积的PES和基于生态产品的PES；2.根据PES的定价方式不同，把PES分为基于市场的PES和非市场化的PES；3.根据付费主体不同，把PES分为使用者付费的PES和政府付费的PES；4.根据保护行为的不同，把PES分为使用限制、重建修复、限制活动和强化活动的PES。具体内容如表3所示。

      从表3中可以看出，前三种分类方式区分了实践中那些比较满足市场化保护机制的PES和那些存在复杂性的PES。基于生态产品供给的PES、基于市场交易的PES和基于使用者直接付费的PES是比较满足市场化保护机制的PES，这些定义明确的生态系统服务可以实现自愿交易。基于土地面积的PES、非市场化的PES、政府付费的PES是存在复杂性的PES，生态系统服务的商品化程度较低，PES的市场特征不够明显。第四种分类根据保护行为区分PES，区分了不同保护行为PES的支付依据，即限制活动的PES是对减少破坏生态系统服务的行为进行支付，重建修复的PES是对原本应该存在生态系统服务的修复行为进行支付，限制活动的PES是对人类不影响现有生态环境的行为进行支付，强化活动的PES是对新增生态系统服务的努力行为进行支付。

      上述PES的分类具有环境经济学和生态经济学的理论基础，强调环境服务的人为供给和对环境服务提供者的报偿，以及谁支付报偿及支付准则，设计了市场化和准市场化的激励实现方式，有助于理解PES的概念，支撑PES政策工具的选择与组合。

      

      三、生态系统服务付费(PES)的治理目标

      PES是环境规制制度的一种创新，目的在于从生态环境保护的利益相关者的利益机制出发，通过生态系统服务供求双方的益本约束、支付关系及协调机制的制度安排，实现生态环境外部成本的内部化。

      (一)生物多样性友好型土地使用的益本分析

      PES向生态系统服务的供给者提供直接的激励，让他们采取保护环境的行动，其目标是通过改变人类行为，以减少人类对环境的不良影响。生态系统和生物多样性经济学(The Economics of Ecosystem and Biodiversity，TEEB)通过比较两种土地使用方式下的个人收益、社会收益和成本，说明PES如何影响和改变人类的行为[1]。如图1所示：

      

      图1 两种土地使用方式下的利益和成本比较

      图1中假设有两种土地使用方式，一种是集约型土地使用，一种是生物多样性友好型土地使用。土地利用带来三种生态系统服务②，即文化服务、调节服务和供给服务，这三种服务提供社会收益，土地的经济产出带来个人收益。

      在集约型土地使用方式下，土地使用者充分挖掘土地的利用潜力，最大限度地生产可供出售的产品(如农业或森林产品)，获取个人收益。集约型土地使用方式下的生产过程附带着产生少量的文化服务、调节服务和供给服务，但是由于其公共财产的性质而处于未被支付的状态，因而土地使用者不追求生态系统服务的增加和环境保护，生产过程中产生大量污染。与此不同，在生物多样性友好型土地使用方式下，土地使用者受到生物多样性友好型土地使用目标的约束，在保证提供更多的未被支付的文化服务、调节服务和供给服务的前提下，生产可供出售的产品(如农业或森林产品)，由于减少污染排放而降低了社会成本，个人收益较少。

      比较这两种土地使用方式下全社会的总成本和总利益，可以看出集约型土地使用方式通过较高的社会成本换来较少的全社会总利益，而生物多样性友好型土地使用方式却以较小的社会成本换来较大的社会总利益。显然，采用生物多样性友好型土地使用方式应该是更合理的选择。然而，在没有外界干预的情况下，逐利的土地使用者往往会选择集约型土地使用方式。

      为了让更多的土地利用者改变土地利用方式，激励其选择生物多样性友好型土地使用方式，就要补偿土地使用者因选择生物多样性友好型土地使用方式而造成的个人利益损失，对这种损失给予补偿，使生物多样性友好型土地使用方式获得的利益至少与集约型土地使用方式下获得的利益相等。对生物多样性友好型土地使用方式下产生的未被支付的服务进行合理支付，使其成为生物多样性友好型土地利用者损失的资金来源，增加其潜在收入。这样的机制就是PES，通过对土地使用者采取生物多样性友好型土地利用方式下的利益损失进行补偿，促使其采取保护环境的土地利用生产方式，在不损害个人利益的情况下，为社会带来更多的生态系统服务，以及更少的社会成本。

      (二)生态系统服务付费(PES)的构成要素及相互关系

      PES的制度设计就是要将上述生物多样性友好型土地使用者的收益与成本内部化，让生态环境的保护者和生态效益的提供者得到补偿。

      在生态系统和生物多样性经济学(TEEB)框架下，PES的架构由服务的供给者、受益者、治理结构、支付机制及相互关系组成[1](见图2)。

      图2中，横向箭头表示资金流向，纵向箭头表示治理结构对其他构成要素的作用力。支付机制是连接受益者和供给者的纽带。一方面，筹资机制从生态系统服务的受益者，或者受益者的代表那里筹集到获益后应该支付的资金；另一方面，支付机制将资金支付给生态系统服务的供给者，激励供给者从事指定的工作或采用指定的行为方式。合理的治理结构能够不断协调和平衡供给者和受益者的利益诉求。

      PES的类型体现不同PES构成要素的具体内容。政府付费的PES的治理结构主体是国家、区域、地方政府或机构，政府作为受益者的代表，向生态系统服务的供给者支付，采用的支付机制是直接公共支付(如我国国家重点生态功能区的转移支付)。使用者付费的PES的治理结构主体可以是三方(受益者、提供者和政府)共同参与的组织(如流域管理委员会)，也可以是NGO或私人部门，甚至可以是直接的私人支付，即使用者直接或通过中介机构(如NGO、公共部门或私人部门)向供给者支付，或者消费者自愿购买经过有机认证的产品。

      

      图2 PES的基本结构及利益相关者之间的关系

      (三)生态系统服务付费(PES)的治理结构

      生态系统服务的供给者和受益者之间客观上存在资源环境保护和利用的权利、责任和利益的冲突。经济发达地区和落后地区之间存在发展经济的权利与保护环境的责任方面的冲突。中央政府按经济发展和环境保护的要求对不同地区的土地用途进行限制，规划为开发区的地区内的个体将获得非个人努力带来的收益，为保护环境而限制开发地区的个体却面临潜在损失，即政府分区管制剥夺了土地用途转换的价值[39]。而流域上下游之间也会发生类似的矛盾：关于森林保育的利益相关方的冲突，由于种植农作物比森林保育的收益高，流域上游的土地使用者倾向于种植农作物，而作为生态系统服务使用者的下游水利发电企业，其经济效益依赖于上游森林保育提供的水土保持[40]。这些利益相关者之间的冲突问题需要PES的治理结构来解决。

      PES的治理结构是PES的利益相关者之间权利、责任和利益冲突的制衡机制[41]。Vatn(2010)认为理想的治理结构包括层级(Hierarchy)、市场(Market)和社区(Community)，PES的治理结构就是这三种治理分别如何建立目标、制定实现目标的规则以及如何控制使用规则后的结果[42]。在三种治理中，层级和市场是正式制度，社区管理是非正式制度。具体来讲，层级是一个命令系统，它集中了环境保护的决策权(如政府)，政府通过制定环保法规，制定环保目标、监督实施过程以及验收环保结果。市场是一个交易的系统，市场确定实现环保目标的规则，环保结果取决于每一个参与交易的个体。社区是一个基于协调的系统，在协调众多个人目标后形成环保目标，建立实现目标的规则和社区内部利益分配的原则。大部分PES实践中同时需要多种治理结构或混合治理结构[43]，这主要是因为实践中PES的制度框架和产权往往比较模糊，需要正式制度和非正式制度的组合来协调不同参与主体之间的冲突[44]。

      PES治理结构中的市场通过提供正向的经济激励改变供给者的行为，创造受益者对生态系统服务的需求，使供给者与受益者协商付费事宜；统治层和社区管理利用命令控制和社会准则约束供给者的行为，统治层(层级)通过一系列相关政策或规定创造对生态系统服务的需求，并创造或促进生态系统服务的供给，如国家引入排放限额或设立“无净损失”的PES目标，社区管理组织内部分配补偿规则决定生态系统服务的供给水平[45][46]。总之，政府(层级)、市场、社区的治理结构不仅创造了受益者对生态系统服务的需求，还通过合理的组织制度来影响参与者遵守规则的意愿，从而间接或直接地影响着供给者和需求者的行为选择。

      (四)生态系统服务付费(PES)的受益者、供给者及支付机制

      1.生态系统服务付费(PES)的受益者、供给者

      PES的利益相关者分为生态系统服务的受益者和供给者[47]。受益者是指获得生态环境改善的正外溢效应的主体，供给者(或受偿者)是指承担着实现生态环境改善的成本或受到损失的主体[25]。PES的内涵是生态系统服务的受益者对生态系统服务提供者的付费行为。受益者作为付费主体，可以是公共部门、私人部门、公民或消费者[1]。受益者不同，其付费动机不同。首先，公民和消费者的支付意愿取决于新增生态系统服务带来的效用最大化，只有提供者通过努力增加了生态系统服务，公民和消费者才愿意支付，才具有对增加生态系统服务付费的动机。其次，作为受益者的私人部门(如企业)，其付费动机不仅取决于新增生态系统服务带来的直接财务利益，还要考虑投资于环境保护和生态建设的间接利益(如参与生态保护可以提升企业的公共形象)和非财务利益(如企业管理决策者作为公民对履行生态责任的满足感)[48]。最后，在大部分情况下，由于生态系统服务的公共产品属性使得受益者的界定模糊，付费主体是作为公共部门的政府。政府作为受益者的代表，其付费动机不仅取决于生态系统服务改善的供给的数量和质量，还旨在减少生态系统服务富集地区的贫困程度，促进这种地区经济发展和强化治理等[40]。

      供给者作为提供生态系统服务的主体，可以是单个农民或协会、林业所有者或工作者、NGO、企业或公共机构[1]。在PES实施之前，合理确定生态系统服务的潜在供给者，可以明确政策或项目的实施范围，有助于提高PES的效率。Pagiola et al.(2005)认为，有效率的PES应该寻找这样的潜在供给者，在PES实施之前，其生产生活方式带来的ES的社会效益为正，私人效益为负，且社会效益和私人效益的总和为正，通过PES可以将社会有益但个人无益的情况转化为个人有益的情况，激励土地所有者保护生态环境或提供服务[40]。Greiner et al.(2013)将生态系统服务的供给与人类福利联系起来，认为生态系统服务的供给者，不仅提供了自然资本和生态系统服务，反过来保护和修复环境的活动也给自身带来了福利[49]。

      2.生态系统服务付费(PES)的支付机制

      PES是针对生态环境服务的买卖行为，根据买方是否是服务的直接使用者，可以将PES划分为使用者付费和政府付费的支付机制[35][36]。使用者付费的支付机制是直接私人支付，政府付费的支付机制是直接公共支付。政府付费的PES中作为受益者代表的公共部门(如国家、区域、地方政府和国际组织等)向生态系统服务提供者的支付，其资金来源是政府财政收入等。由于大部分生态环境服务具有公共产品的属性，且规模庞大的项目需要政府进行强有力的资金支持和强制执行服务收费标准，因此PES项目通常由政府主导[36]。以我国为例，目前主要实施的PES项目有退耕还林、退牧还草、天然林保护、京津风沙源治理、青海三江源国家级自然保护区、三北防护林工程、“稻改旱”工程等，这些都是政府直接作为生态环境服务的购买者进行的。

      使用者付费中作为直接受益者的私人部门向生态系统服务提供者支付的资金来源是私人部门的收入所得。使用者付费的PES项目中只存在受益者和生产者之间的交易，交易关系相对简单。有学者认为使用者付费比政府付费的PES更具有效率[50][51]。而Engel et al.(2008)认为使用者付费和政府付费适用于不同的情况，使用者付费下使用者拥有支付的选择权，但是当产权不明晰以及交易成本很高时，政府付费可能是唯一的选择[36]。不同的支付机制决定于不同PES项目的特点。究竟选择哪一种支付机制，可以利用PES的资金使用效率指标帮助判断使用者付费和政府付费的PES谁更具有效率。实施一个PES项目所需要的资金包括对生态系统服务提供者的付费和治理该PES项目的其他成本，对生态系统服务提供者的付费占PES所需要的资金的比例越大，该PES的资金使用效率越高。哪种支付机制的资金使用效率高就选择哪种支付机制。

      虽然直接公共支付和直接私人支付存在差异，但都面临共同的问题，主要有生态环境服务的支付标准、支付效率、支付和贫困的关系等方面。生态系统服务支付标准的确定可根据提供生态环境服务的边际成本[17]、机会成本[12]或服务的经济价值，但成本的计算依赖于调查选取的替代变量[52]，根据服务的经济价值支付远超过受益者的支付能力。目前国际学术界主流的方法是采用条件价值评估法(CVM)计算服务提供方所能接收的最低补偿(WTA)和受益方愿意支付的最高额度(WTP)[10]，或通过拍卖PES合约[53]来披露ES提供者的WTA，降低信息不对称[53]。

      支付依据可分为产出补偿和行动补偿，但是二者在成本有效性和创造激励方面存在不足，产出补偿能有效激励供给者的行为，行动补偿能以较少的资金达到保护环境的目的[54]，但是，若产出补偿确定的补偿金额超过WTP则难以实践操作，依据行动确定补偿标准时又难以获得供给者的成本信息。为避免单一使用产出补偿或行动补偿的局限，可运用委托代理理论[55]和实物期权模型[56]将产出补偿和行动补偿依据相结合，确定支付标准。PES的支付标准随时间递增，或先支付较大一部分金额帮助生态系统服务提供者进行先期投资[40]。支付的形式或现金或实物。

      综上所述，作为生态系统功能价值的一种交易方式和生态环境外部性内部化的一种制度安排，PES的研究是一个复杂的系统工程。国际学术界对生态系统服务和生态系统服务付费的研究成果对建立和完善我国生态补偿制度以及推动我国生态环境保护工作具有重要的借鉴意义。针对我国生态补偿实践规模宏大，且主要由政府主导、存在政府资金压力大、资金使用效率低下、公平和效率两难等问题[57]，国际学术界的PES研究成果对我国生态补偿实践与政策完善的启示主要体现在：

      第一，转变我国集约型土地利用的方式，推动不可持续的土地利用方式转向生物多样性友好型土地利用方式。在保证土地作物供给的前提下，通过支付土地所有者因生物多样性友好型利用土地方式的潜在损失，激励其将集约型土地使用逐步转变为生物多样性友好型土地使用，改变过度使用农药化肥等行为造成的环境问题。

      第二，建立层级(Hierarchy)、市场(Market)和社区(Community)三种治理结构，按照其适用性要求，建立自下而上和自上而下相结合的治理模式，形成环境保护的利益相关者之间权利、责任和利益冲突的制衡机制。从我国PES项目对治理结构的需要出发，改变单一的政府命令控制的治理结构，探讨层级、市场和社区相结合的混合治理结构，充分利用正式制度和非正式制度组合的效率优势，完善我国的生态补偿机制。

      第三，大力发展私人部门之间的生态补偿，提高环境保护生态补偿的效率。这要求政府完善环境产权制度，降低生态补偿的交易成本。通过实现生态系统服务的使用权和经营权的市场化，使各种生态补偿实践项目尽可能地接近理想的市场状态，充分发挥市场机制的调节作用。

      第四，建立多元化的PES的支付机制，降低补偿资金对国家财政的压力。加强扩展筹资渠道、识别受益者及其分布等方面的研究，根据不同类型的PES项目的特点，选择匹配的支付机制。促使受益者承担环境保护的责任，落实对生态系统服务供给者的经济激励，逐步改变中央政府资金为生态补偿资金主渠道的现状。

      第五，建立兼顾效率与公平的生态补偿制度。政府作为主要的治理方，不仅要确保生态补偿市场的透明和公正，营造良好的市场环境，还要通过环境规制创造生态系统服务的需求和供给。在制定生态补偿标准时，明确政府和私人部门在生态补偿中的不同作用。私人部门对生态系统服务提供者的补偿要本着效率原则，政府对生态系统服务提供者的补偿或政府间转移支付要着眼于公平原则，将生态补偿作为改善生态环境良好却经济贫困地区人民生计的工具。

      ①http://www.fao.org/es/esa/pesal/aboutPES1.html; http://www.fao.org/es/esa/pesal/aboutPES2.html.

      ②MEA(2005)中还提及了辅助服务，而Fisher et al.(2008)认为辅助服务是一种中间服务，不直接提供社会收益，因而列出三种直接提供社会收益的生态系统服务。

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