生态补偿已成为当前国际公认的重要的生态环境保护手段之一,在世界各地得到了广泛实践,也引发了众多学者的关注。本文尝试通过全面梳理近年来发表于国外主流期刊的相关研究文献,详细述评国外关于生态补偿的概念、机制设计与效应评估等核心问题的研究进展。结果发现,首先,除了体现以激励换取生态服务这一共同点之外,国外生态补偿的概念内涵并不一致,从理论基础上看,则主要源自于科斯或庇古经济学。其次,由于理论出发点不同、技术制约以及制度与文化背景等的差异,国外不同生态补偿实践在包括参与者、补偿标准、支付条件和补偿方式在内的机制设计上也各不相同,而这些都直接导致了生态补偿效应评估上的困难,以及针对生态补偿作用的诸多争议。由此,我们认为,完善相关理论,强调异质性,将成为未来生态补偿研究需要重点面对的问题。


关键词生态补偿;研究进展;国外;综述


中图分类号X171.1文献标识码A文章编号1002-2104(2014)11-0076-07


生态补偿,国外文献通常称之为对生态(环境)服务付费(Paymentsfor Ecosystem/ Environmental Services,PES),已逐渐发展成为世界各地用以保护生态环境的重要手段和学者们研究的热点。但尽管近年来生态补偿的实践很多,效果却常常为人所诟病[1-2],这既有机制设计上的原因,也源自对生态补偿概念、评价标准等缺乏统一认识。我们尝试全面梳理近年来发表于国外主流期刊的相关研究文献,详实述评国外关于上述核心问题的最新研究成果,为我们深入认识生态补偿问题提供参考,也为我国进一步完善生态补偿制度、深入推开生态补偿实践提供理论基础与经验借鉴。


一、生态补偿的概念


从理论基础来看,国外关于生态补偿的定义大体可划分为三类。


1.1科斯理论视角的生态补偿概念


与环境经济学的观点相似,科斯理论认为,只要交易成本为零且产权界定明确,资源拥有者就可以通过谈判机制内部化环境服务的外部性,依靠市场而无需政府介入就可提供社会所需要的环境服务。基于这样的理论认识,Wunder最先将生态补偿定义为环境服务购买者与提供者之间就环境服务买卖所达成的一种自愿交易,并根据其工作经验,提出了生态补偿的四个界定标准:①是基于谈判的自愿交易;②交易的环境服务是明确规定且可度量的;③有确定的、至少一个的买者和卖者;④作为补偿的支付是有条件的,当且仅当提供者按合约要求提供服务时,购买者才对其进行支付[3]。随后,Engel等基于降低交易成本的考虑,从两个方面对Wunder的定义进行了拓展,一是将服务的购买方从实际受益者扩大到包括第三方,例如政府和国际组织;二是考虑到集体产权在实践中的作用,将例如社区等集体组织纳入服务提供方范畴[4]。自提出始,Wunder的生态补偿定义就遭受诸多质疑。原因是该定义中构建界定标准更多的是基于社会建构思维而不是科学知识[5]。首先,信息不对称会明显削弱交易双方的谈判能力,实际上,环境服务交易双方的自愿程度并不高[6];其次,环境服务难以度量,这有可能损害交易的可持续性[7];再次,交易本身需要良好的监管体系,而这通常导致很高的交易成本[8];最后,强调环境交易双方发生资源转移,意味着将直接支付与投资目标捆绑在一起,这偏离了关注环境保护行为的主旨[9]。Farley与Costanza则认为,Wunder的定义过于狭隘与严格,而且界定标准不合理,又很少符合实际[10];一些研究则指出,该定义将人类与环境之间复杂的社会、政治和生物物理关系过度简化了[11-12]。诸多调查分析也证实,该定义所列举的标准与世界各地已有的大多数生态补偿计划特征并不相符[8,13-14]。但尽管如此,Wunder与Engel等的定义仍然被国外学者认为是主流的生态补偿定义,也是许多相关理论研究的起点,并不断被引用[15-16]。


1.2庇古理论视角的生态补偿概念


庇古理论强调通过政府收税和补贴的方式而不是市场来消除边际私人收益与边际社会收益、边际私人成本与边际社会成本之间的背离,从而使环境服务的外部性得到内部化。由于私人部门并不愿意对环境服务进行支付,许多生态补偿实践都依靠国家和社区来运作,需要通过税收或强制性服务收费来融资,并严格依赖于制度基础[8]。Muradian等认为,生态补偿涉及的环境服务具有公共品特征,且往往依赖集体行动,需要所有活动参与者通力合作,而生态补偿的主要目的就是为这些服务的提供建立激励,以改变那些引发环境资源过度恶化的个体或集体行动。因此,他们将生态补偿定义为“自然资源管理中旨在为使个体或/和集体土地使用决策与社会利益一致而提供激励的社会活动参与者之间的一种资源转移”。这种货币或非货币转移体现特定的社会关系和价值观,并以生态补偿机制的设置和结果为条件,在实践上可通过市场或其他比如由监管手段确定的激励或公共补贴机制来实现[14]。在他们的定义中,生态补偿体现了激励的重要性、转移的直接性与环境服务的商品化程度,而并不强调生态补偿的市场交易属性。与Wunder的定义相比,Muradian等的定义内涵更广,也更符合将生态环境可持续与合理分布而不是将市场效率排在第一位的生态经济学观点。事实上,迄今为止,世界各地大多数生态补偿计划都或多或少体现了这一涵义。


1.3超越科斯和庇古理论的生态补偿


Schomers和Matzdorf分析拉丁美洲哥斯达黎加、尼加拉瓜和哥伦比亚的区域综合林草牧复合生态系统管理计划(RISEMP),以及印度尼西亚、菲律宾和尼泊尔的高山贫困居民环保服务奖励计划(RUPES)后指出,这两个案例蕴含的特质既无法从庇古理论找到解释,也与科斯理论的观点有异。他们认为,实践上很少顾及产权分配的结构问题,也很少评估交易成本的影响,生态补偿计划不一定带来环境服务的空间转移,金钱也不是惟一的激励因素,因而,应当将生态补偿定义为“广义的地区局部的制度转型”[13]。这与Corbera等早先将生态补偿定义为“旨在通过经济激励加强或改变自然资源管理者与生态系统管理相关行为的新的制度设计”相类似[17]。值得注意的是,Corbera等所指的制度既包含所有调整特定环境下行为选择的正式与非正式规则,也包含Vath所指的“解决集体选择问题的手段”[8]。


Tacconi则在比较Wunder和Muradian等的定义后认为:①与生态补偿定义相关的一个基本问题是环境服务是否可度量,不能因为度量上的困难而放松生态补偿的定义要求;②对于提供环境服务者应当给予补偿激励;③在生态补偿计划中,环境服务提供者的自愿参与比服务使用者的自愿参与更具决定性意义;④补偿支付应当体现条件要求,但要确保监管成本不大于由此带来的损失;⑤虽然很难准确评估服务增益,在大多数已有实践中也没有展现出评估增益的重要性,但在生态补偿机制设计时应充分重视这一问题,以免浪费用于保护环境的稀缺资源;⑥这两个定义都没有将透明度作为关键因素来考虑,但将信息及时反馈给利益相关者的透明度对于生态补偿计划的成功至关重要;⑦严格的产权并不是在公共土地实施生态补偿计划的必要条件;⑧尽管从政策层面强调生态补偿目标的多重性,但不妨碍根据最优标准来设计性价比高的生态补偿机制[18]。根据这些分析,Tacconi提出了一种折中的定义,将生态补偿定义为“针对环境增益服务而对自愿提供者进行有条件支付的一种透明系统”[18]。


上述分析表明,国外并没有统一的生态补偿定义。也正因为生态补偿概念的多层次化,使得许多不同的保护工具都被贴上了生态补偿的标签[13]。但无论从哪个角度出发,生态补偿都强调了以激励换取生态环境保护这一核心内涵。当然,不同的定义方法也强调了社会个体和组织在生态环境保护中的不同责任。


二、生态补偿机制设计


国外对生态补偿机制问题的研究主要集中于利益相关者以及补偿标准、补偿条件与补偿方式的确定。


2.1生态补偿利益相关者


生态补偿利益相关者包括环境服务提供者即卖方、补偿支付者即买方,以及与此相关的个人和组织。


生态补偿首先要有明确的作为补偿支付指向对象的环境服务提供方。Engel等认为,对于既定的生态服务要求,补偿计划寻求的就是成本最低的服务提供者。当然,这些成本不仅指补偿支付,也包括由此带来的其他成本[4]。从理论上看,在服务提供所涉及资源产权明确界定的情况下,资源所有者是最合适的补偿对象,但当参与者众多时,也将由此大大抬升交易成本。Clements等对柬埔寨三项生态补偿项目的比较分析表明,在制度约束能力不强的情况下,与个人签订合约操作起来最简单,管理成本最低,对居民生活的帮助最大,也能迅速起到保护资源的作用,然而,这种做法不利于本地管理组织的形成,也不利于保护目标的宣传;而由地方组织参与的计划,虽然推进缓慢一些,但更容易得到本地居民的广泛理解和支持,更具制度效应。因此,他们认为,鼓励有影响力的地方组织机构参与,有利于增强内生激励,提升补偿计划的可持续性[19]。Cranford和Mourato提出了一个同时将居民和所在社区作为补偿对象的两阶段补偿方法,即首先对社区或地区进行补偿,以激励集体形成积极的态度与行为,然后再通过市场机制对个人提供进一步的激励[20]。世界各地许多生态补偿计划实际上也是如此,同时以个人和集体作为补偿对象,一方面对社区或地区集体提供非现金补偿,另一方面也根据贡献大小以个人和家庭为单位提供现金补偿[15]。


环境服务买方或补偿支付者既可能是服务受益者也可能是政府,前者称为“使用者付费”,后者称为“政府付费”。Pagiola和Platais认为,在生态补偿中由使用者支付补偿费用更符合通过谈判解决问题的科斯思想,因为服务使用者相对拥有更多的关于服务价值的信息,有更强的监督补偿机制运转的激励,能够更直接地观察到服务提供与否的事实,也有能力在必要时重新进行交易谈判或终止补偿合约,因此,“使用者付费”比“政府付费”更有效率[21]。但是,由于环境服务的公共品属性,“使用者付费”存在实践上的困难,而且,随着服务购买者数量增多,谈判成本会不断上升,在这种情况下,“政府付费”在成本上获得的优势将足以弥补信息拥有上的劣势,从而更符合成本—收益原则[4]。从实践来看,大多数生态补偿都表现为发达国家或发展中国家层面的大规模政府补偿[13]。但是,正如Engel等所指出的,政府以对环境服务使用进行强制性收费的手段、而非以一般财政收入为补偿支付融资属于“使用者付费”还是“政府付费”,还不能一概而论,因为,两者的区别不仅仅是由谁付费,还在于谁有权力做出补偿支付的决定[4]。


2.2生态补偿的标准


生态补偿的标准亦即生态补偿数额。Pham等指出,最有效率的生态补偿是依据提供服务的实际机会成本确定支付标准[22]。而许多学者认为,补偿标准应当大于服务提供者提供服务的机会成本、小于服务使用者从服务使用中获取的收益[4,23-24]。因此,如何评估环境服务提供的机会成本与服务的价值成为了确定补偿标准的关键。


关于机会成本的评估,国外研究普遍关注信息不对称和异质性这两个相互区别又相互联系的问题。许多分析表明,由于提供者在关于提供服务的机会成本方面比买方拥有信息优势,因而存在隐瞒信息以获取信息租的激励,从而迫使补偿支付标准过高,另外,合约签定后,服务提供者也会倾向于隐瞒行为而发生道德风险,从而导致合约监管成本过高[6]。导致机会成本异质的原因很多,例如提供者的家庭规模、谋生方式和所在社区的经济发展状况、地理位置和人口结构特征等[15,25]。实证分析表明,服务提供机会成本的异质度与隐瞒信息行为的发生率具有正相关关系[24]。针对异质性问题,Ohl等指出,从公平原则考虑,应该根据机会成本确定对不同服务提供者的补偿数额[26]。而Newton等则强调补偿的可操作性,由于机会成本难以精确量化,因此,在确定标准时应视地方经济特征和提供者的谋生手段而定[15]。


在实践上,Kosoy等提出可通过计算三个代理变量来估算机会成本:一是放弃非农活动的净收益;二是提供者愿意接受的“公平价格”;三是土地出租租金的期望值[5]。对于如何降低信息租,Ferraro认为,理论上的政策机制大体上包括收集更多的信息、使用筛选合约和引入竞争等三类,每一类机制在降低信息租上的能力不同[6]。其中通过观察提供者与其机会成本相关的态度信息来建立合约价格,技术上要比后两者简单,但也会为此增加信息搜集成本;后两种方法均是通过建立有效信息披露机制,通过设立合约系统使提供者主动显示所隐瞒信息。在提供者众多的情况下,利用激励相容等理论建立筛选合约在技术上难度很高;而通过拍卖机制增加提供者的竞争压力要视具体情况选择不同的方式[6]。根据Newton等的总结,针对信息不对称和机会成本异质性问题,已有实践一般采取三种不同的支付结构:对提供者实行差别补偿、半差别补偿或无差别补偿。第一种通常用于提供者数量不多的、“使用者付费”的生态补偿计划;第二种通常用于提供者数量众多,“政府付费”的生态补偿计划,所谓半差别一般指不考虑机会成本差异、只考虑贡献大小(例如服务提供涉及土地面积)[15]。早先Wunder和Chen等指出,运用与服务提供潜力及机会成本变化相适应的空间显式速率变化来确定数额变化幅度,而进行有差别支付可能会显著提升生态补偿的效率[3,27]。Newton等则认为应视情况而定,有选择地使用随人口特征调整的支付结构与随谋生方式调整的支付结构[15]。


确定补偿标准的另一个关键是环境服务价值评估,但环境服务价值的复杂性使得这种评估一直存在争议[28]。已有的得到大量运用的方法,例如对货币支付意愿(WTP)和接受意愿(WTA)的度量,实际上度量的是环境服务交易双方做出补偿和接受补偿的意愿而不是环境服务的价值。为了使补偿支付水平与环境服务提供水平一致,尼加拉瓜林牧业生态补偿计划(PESSP)发展了一种指数评估法,即基于土地的28种不同用途构建生物多样化保护和碳汇指数,再合成单一的“环境服务指数”(ESI),然后根据该指数四年期的净增值对土地所有者进行补偿支付[23]。这与先前美国农业部资源保护计划(CRP)运用“环境收益指数”(EBI)进行评估的方法相似。


2.3生态补偿的条件


生态补偿定义强调补偿支付的条件。根据补偿条件的不同,国外学者将生态补偿支付分为基于产出的支付和基于投入的支付。


基于产出的支付也称为“绩效支付”(performancepayments)、基于结果或结果导向的支付[13],是指借助指数来量化目标服务产出,最后根据合约规定的指数表现给予补偿支付。有研究认为,绩效支付是最直接、最能体现“成本——效率”观也是对提供者而言最划算的支付模式,因为这种支付条件为服务提供者创新服务提供留下了空间,赋予了服务提供者充分的主观能动性[29]。Zabel和Roe将世界各地基于绩效支付的生态补偿计划分为基于单一指数、若干指数、相对评价和基于表现门槛支付等四类(基于相对评价支付是指以个人相对于其他参与者的表现对其进行补偿;基于表现门槛支付是指一旦参与者提供的服务等于或大于设定门槛(标准),就对于进行补偿),并且利用一个标准的事前保护激励框架对这几类绩效支付机制的应用条件进行了深入分析。他们认为,因为环境服务生产是人类活动与许多其他环境因素共同作用的结果,服务生产的随机性使得个人相关投资具有风险,而且,由于所选指数很难完全表述目标所指环境服务,以及达成表现指数手段的多样化,容易使提供者在努力达成指数要求的同时偏离环境服务目标要求,从而产生扭曲,因此,以“绩效”作为支付条件需要特别注意两个问题:一是要考虑如何弱化环境服务生产过程中的风险和干扰以防止对服务提供者产生次优激励;二是要考虑如何使通过计划提供的激励强度调整到与服务指数的扭曲程度相一致[29]。对于如何应对这一问题,Zabel和Roe提出,当扭曲程度上升时,就应当降低机制设计中的激励强度,为此,在实践上也可以采用两个表现指数以平衡风险和扭曲。他们的分析还发现,当扭曲程度较低的指数中的噪音增强时,增加扭曲指数的相对权重、降低风险指数的相对权重将会起到优化激励的作用[29]。


总而言之,“绩效支付”强调表现指数的选择,因此,目标越明确越易量化,激励合约就越容易设计。Zabel和Roe甚至认为,如果找不到足够的能合理识别风险和扭曲程度的服务表现指数,就不可能建立有效的激励合约[29]。已有关于指数构建的方法虽然不少[30],但这些方法如Hasund所言,在选择指数时普遍只注重考虑可量化、透明性及易理解等标准而忽视其对风险和扭曲程度的识别能力[31]。Zabel和Roe认为指数选择应当充分反映计划参与者的决策,应当将所有可能影响计划参与者决策的相关社会经济与文化因素纳入考虑范围,只有这样,才能更好地预期参与者对激励机制的反应[29]。


与基于产出支付相对的是基于投入的支付。事实上,大多数生态补偿实践均以投入作为补偿支付的条件[32],其中又通常以提供的土地面积或树木种植、劳动时间等指标来度量投入水平,付费方监控的内容通常也是提供者是否按合约要求使用土地,以及这些土地使用是否产生合约所规定的环境服务,或者其他一些更具体的指标变量。


2.4生态补偿的方式


国外生态补偿的支付方式多种多样。实践上既有现金补偿也有非现金补偿方式,例如为环境服务提供方建设和完善道路交通、水利、电力、电信等基础设施,改善相应地区的教育培训、卫生服务水平,以及在生计服务政策上的倾斜等。Asquith等的研究表明,服务提供者的补偿需求方式是不同的,面对不同的服务提供者应采取不同的补偿方式[33]。虽然从理论上看,有条件的直接现金补偿是最优的激励方式,但实践上采用其他间接的、非现金的补偿方式更普遍,且支付条件也通常得不到严格执行[10,14]。因为从心理学的角度来看,接受者通常认为非现金的补偿方式更能体现本地传统“社会市场”互惠交易的特性[34]。Asquith等认为,当补偿数额不大时,非现金补偿方式比现金补偿方式对服务提供者产生的激励作用更明显[33]。


三、生态补偿的效应与评估


国外普遍将生态补偿的效应定义为“额外增益”(additionality)[2,35]。Wunscher和Engel指出,在评价生态补偿效应时,首先要强调补偿计划的目标[36]。GarciaaAmado等认为,作为生态环境保护的工具,由个人或私人企业实施的生态补偿往往只关注环境服务的产出,其效应评估的指标即是生态补偿带来的“环境服务额外增益”,而基于吸引边远农村地区居民参与计划的重要性考虑,政府或国际组织实施的生态补偿计划通常将减贫纳入目标范畴[35],因而生态补偿计划的目标是多重的。在这种情况下,生态补偿需要在不同的环境与社会目标中进行平衡,而其中又常常要涉及到效率与平等的两难选择[14,37]。


Sierra和Russman强调,由于难以估算生态补偿带来的“环境服务增益”,也难以获知服务提供者如何使用补偿,以及补偿的使用决策如何间接地增加或降低生态补偿的效应,即补偿的“漏出”规模,学者们在生态补偿机制运转与其对环境保护的相对与绝对作用问题的认识上存在很大分歧[38]。Persson和Alpizar进一步解释了相对与绝对“增益”概念,他们将“相对增益”定义为相对于其他环境保护手段,生态补偿所带来的“环境服务增益”变化的份额,而将“绝对增益”定义为生态补偿带来的“环境服务增益”的数额[2]。从已有文献来看,目前国外还缺乏针对生态补偿计划“绝对服务增益”的科学评估方法,而仅有的几个“相对服务增益”评估实践也主要集中于哥斯达黎加和墨西哥。例如,Pfaff等、Robalino等和AlixGarcia等分别通过比较同一地区生态补偿实施前后以及是否实施生态补偿的不同地区的森林砍伐率来评估哥斯达黎加与墨西哥森林保护计划的效应[39-41]。Sierra和Russman在分析哥斯达黎加OSA半岛森林保护补偿计划时,认为可以通过考察以下三个问题来评估补偿计划的实施效果:如果不实施补偿计划,森林覆盖率是否会更低?森林覆盖率上的额外提高是临时的还是永久的?是否保护某些动植物栖息地的做法对其他动植物的栖息地带来了负面影响?[38]关于生态补偿“环境服务增益”规模的影响因素,Persson和Alpizar利用一个程式化的多代理人博弈模型进行了分析,结果表明,参与者的选择偏误、申请参与的比率与补偿水平等因素对生态补偿的“环境服务增益”规模都会产生影响,这一结果也得到了大量实证分析结果的支持[2]。


生态补偿效应的另一个体现是减贫。生态补偿与贫困的关系非常复杂,有研究表明,生态补偿通过向贫困人群发放补偿支付而有效地扮演了政府减贫工具的角色[42-43],但也有研究指出,生态补偿的减贫效应并不明确,由于穷人的生计相对单一且更依赖于生态环境系统,生态补偿计划可能会通过扩大收入差距而对穷人产生负向作用[44],因而更有利于生活状况相对较好的群体而不是穷人。同样,生态补偿计划对地方发展的作用也是双重的,既可能有利于地区发展,也可能会对地方的发展带来负向效应[45]。Pagiola等的实证分析表明,生态补偿对参与者的影响是多方面多层次的,既包括直接的收入影响,也包括建立社会资本和文化关系等间接的非收入影响。他认为,生态补偿的减贫效果取决于有多少贫困群体最终能够成为补偿计划的实际参与者,还有生态补偿计划能否对参与贫困人群和其他贫困群体产生直接和间接影响[42]。Engel等也认为,不能因为参与的自愿性就断定生态补偿存在减贫的正效应,因为补偿支付是有条件的,在某些情况下,由此获得的正效应可能还无法完全补偿参与成本,况且,有些计划的自愿参与特征本身就不明显[4]。


目前,国外关于生态补偿减贫效应评估的研究还不多。Miranda等利用补偿的接受程度作为指标对哥斯达黎加环境保护计划的减贫效应进行量化分析,发现该计划对贫困人口收入提高有比较明显的作用[46]。Locatelli等利用模糊综合评估方法评价生态补偿计划对哥斯达黎加北部地区发展的影响,结论表明,总体上,生态补偿对于森林覆盖率的提升产生了积极影响、而在制度和文化上的正效应抵消了经济上的负效应;而在大多数维度,生态补偿对当地贫困人群的正向效应要高于对富裕人群的正向效应。所以,该生态补偿项目在长期上具有减贫作用,但在短期来看,贫困人群由于收入上受到冲击,可能会影响其参与补偿计划的积极性[47]。


四、结论与建议


生态补偿作为一种生态环境保护手段,虽然在世界各地已经有了诸多实践,但真正的环境服务商品化过程只有短短的三十多年时间,与之相关的生态补偿理论也还远没有完善。总的来看,近年来国外的研究主要集中于对生态补偿概念的辨析,以及对包括利益相关者、补偿标准、补偿条件和补偿方式等在内的补偿机制设计和效应评估等关键问题的讨论。虽然这些问题的研究尚未取得一致结论,但国外的大多数学者都强调政治、制度和文化背景在生态补偿计划实施中的重要作用,强调在补偿机制设计中要重视相关微观个体的异质性问题,重视补偿计划参与者决策对提升计划效果的影响。透过已有的研究成果和观点,我们不但可以把握当前的研究重点,也能够正确把脉国外生态补偿问题的研究方向。正如Kosoy和Corbera所指出的,未来仍需着力探讨如何在生态补偿计划中灵活权衡以实现多重动态的社会和生态环境目标,比如在科学准确与简化和降低成本、经济效率与公平之间进行合理取舍;如何运用审慎有效且可行的方法评估环境服务价值;如何通过改变观念、管理目标和改变激励措施等方法提升生态补偿计划的参与度、强化长期参与生态环境保护的承诺;以及在特定政治、文化和制度背景下如何正确评价生态补偿的社会经济作用等问题[11]。这些问题的解决对于我们更好地发挥生态补偿在生态环境保护中的作用至关重要。


我国在生态补偿实践上是后起国家,也是生态环境保护任务艰巨的国家,如何加快完善我国生态补偿制度,构建跨区域的生态补偿机制,也是当前我国面临的重大改革之一。我们有必要加强针对国外生态补偿理论的学习与生态补偿实践的借鉴,建立具有我国鲜明特色的生态补偿理论体系,推动我国的生态补偿实践。