鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文

2024-04-11

鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文（精选4篇）

篇1：鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文

鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文

国家“十一五”规划纲要提出，“根据资源环境承载能力、现有开发密度和发展潜力，统筹考虑未来我国人口分布、经济布局、国土利用和城镇化格局，将国土空间划分为优化开发、重点开发、限制开发和禁止开发四类主体功能区”。其中禁止开发区与限制开发区要依据法律法规和相关规划实行强制性保护，严禁不符合主体功能定位的开发活动。加强人口转移的力度，将这些区域内的人口逐步转移到更适宜生活和生产的地区，减少禁止开发区域的人为破坏。这样就涉及到对原有利益的侵犯，这也成为限制开发区及禁止开发区政策制定有效性的最大难题，对划定区域人口的补偿量化研究问题突出，补多少才能使当地居民愿意配合政策实施，对已有权利利益有何影响，对潜在利益如何影响，对受益者怎样合理收费等问题十分严峻。本文构想了一个以公共物品理论为基础，以生态价值为纽带的联系补偿者与被补偿者的费用分担补偿模式。

一、相关理论

(一)外部性理论

外部性最早是由布坎南与斯塔布尔宾于1962年提出的。外部性是指私人收益与社会收益、私人成本与社会成本不一致的现象。[1]一般而言，外部性具有附带性的特点。其中正外部性是某经济主体的经济行为行为对其他经济主体附带的好处，具有“不得不赠予”的特征;负外部性是指某经济主体的经济行为对其他经济主体外加的负担，具有“不得不转嫁”的特征。经济主体从事经济行为时所产生的利益，有“可计量利益”与“非计量利益”之分。“可计量利益”是经济行为主体的行为目标，是收入与成本费用之间的差额;“非计量利益”是某经济行为主体在实现自己目标的同时，所产生的无法界定和计量的对其他经济行为主体的经济利益。经济主体根据“可计量利益”来决定自己的生产经营行为，在生产经营过程中产生的“非计量利益”则为外部性。对于理性的经营者来说，在没有建立有效使得“非计量利益”转变为“可计量利益”的生态服务交易市场或提供有效补偿的前提下，将根据“可计量利益”最大化的原则组织生产，不会自动地将提供最优的像生态服务这种“非计量利益”作为经营目标。[2]生态补偿的重要意义就在于如何将“非计量利益”转化为“可计量利益”来补充外部性现象产生的市场失灵问题。

(二)公共物品理论

公共物品是指那种既不可能也无必要对其消费加以排他的产品，或者说同时具有非排他性与非竞争性的产品。公共产品是相对于私人产品而言的。根据公共产品的特性，排他性的使用或者消费的竞争性是区别私人物品和公共物品的两个定义性标准。公共物品可分为纯粹公共物品和非纯公共物品，纯粹公共物品完全满足这两个特性，生态服务的有些功能是属于纯粹公共物品，纯公共物品由于不存在价格信号，因而无法通过市场机制进行资源配置，需要中央政府进行配置;然而非纯公共物品并不严格满足这两个特性，如有些非纯公共物品具有部分非排他性或排他的成本很高，而且在达到某一消费数量后就具有竞争性。生态服务的部分功能具有公共物品的特征，但其消费具有地域性或集团性，所以这类公共物品准确的说应该属于准公共物品。准公共物品可以在某些范围内按受益者负担的原则制定价格。市场机制、自愿协商机制、合约机制、以及民间自愿机制等在公共物品供给中普遍存在失灵问题，只能由相应的政府机制来替代弥补，而且也只有政府参与才能增进公共福利潜力。

(三)机会成本

机会成本，就是做出某一决策而不做出另一种决策所放弃的利益。社会经济生活中充满了选择，当某种资源具有多种用途时，使用该资源于另一种用途，就意味着放弃了其他用途。这样，使用该种资源的机会成本，就是放弃其他用途可能得到最大收益与已选择用途收益之间的差值。因此，要想使行为主体放弃现在用途必须使在另一用途上得到的收益要不小于现在用途的收益。市场经济运行规则要求一切商品的生产和经营要在市场实现等价交换，生产和经营才能维持和发展，因此市场经济条件下的商品生产和经营均以赢利为目的。拿生态公益林为例，生态公益林的生态产品是以活立木群落的整体形式发挥作用的，活立木本身是其生态产品的载体。一旦其经营者受经济利益驱动，将林木采伐，其生态效益也就不存在了，森林生态产品也就随之消失。因此要想保证生态产品的供应必须补偿其机会成本即林木采伐的收益。

(四)公平理论及福利经济学

福利的“希克斯-卡尔多”补偿原则:如果资源配置的结果使福利受益者补偿福利受损者后，受益者的福利水平仍可以提高，那么这一配置就是最优配置。在希克斯(Hibbs)和卡尔多(Kaldor)设想的基础上，后来发展为补偿原则论，又称新帕累托标准。新帕累托学派探讨了由于经济变化而处境改善的人(即受益者)能否补偿那些处境恶化的人(即受损者)。如果一个特定的改变使受益者的福利增进很大，以至于在完全地补偿了受损者的福利损失后还有剩余，那么基于新帕累托标准，这一改变就是一个潜在的社会福利改进。[3]利特尔又提出福利的变化应提高收入的分配效率，这样需要建立一个社会福利函数，根据不同个人的地位，给不同个人福利变化以相应的权重。[4]

公平理论起源于美国行为科学家亚当斯(J.S.Adams)等提出来的一种激励理论。亚当斯公平理论的基本观点是:当一个人做出成绩并取得报酬以后，他不仅关心自己所得报酬的绝对量，而且关心自己所得报酬的相对量。因此，他要进行种种比较来确定自己所获报酬是否公平，比较结果将直接影响今后工作的积极性。所用的比较包括横向比较和纵向比较，横向比较是指一个人投入和收益的比值与组织内其他人的投入和收益的比值相等时，才是公平的;纵向比较是指把自己目前投入与目前所获得报偿的比值，同自己过去投入与过去所获得报偿的比值进行比较，只有相等时才是公平的。[3]在进行生态补偿时，不仅需要促进社会福利的改进，而且需要适当考虑社会的公平性问题，促进地区间的均衡与协调。

二、生态补偿客体分析

外部性具有外延的可扩散性，内涵的可计量性。外延的可扩散性是指经生态产品所产生的外部效应具有分解和放大作用。分解是指自然的吸收与化解作用;放大是指负外部性剂量超出自然净化能力后所产生的`加速现象或正外部性在对其他经济主体在其生产经营过程中所产生的传递与累积作用。内涵的可计量性是指经济行为主体可以准确计量其限制负外部性所付出的成本和费用或提供正外部性所产生的机会成本的增加。生态服务供给的机会成本及其产生的外部利益作用方式来看，生态服务外部性同样具有外延的可扩散性与内涵的可计量性。生态服务外部利益本身具有多样性，且相互交叉重叠，并通过传递和累积作用，使其所产生的外部利益难以进行准确计量。相反，提供生态服务所产生的机会成本的增加则可进行较为准确可靠的计算。以此为基础结合劳动价值理论对生态补偿客体的应有利益进行分析，得出补偿量的构成。

生态补偿的客体就是以提供生态效益为服务内容的提供者。补偿则是相对于损失而言的，受限制地区的生态建设对生态服务的提供者有多方面的影响。

第一，提供生态服务有投入成本，由于部分生态服务的使用是非排他性的或非竞争性的，这部分成本不能在市场上交换，在市场上体现不出其自身价值，因为收不回投入成本，而造成生态服务的无偿使用和经营者经济利益的损失。

从生态服务经营者资金流转图1可以看出，生态服务经营者的投入成本，一部分是通过生态产品在市场上交换而收回，另一部分则是以生态服务的区域性消费者和作为全民代表的中央政府支付补偿费的形式回收的。由政治经济学理论可知，企业要维持简单再生产需要在一个生产周期结束后，返回到经营者手中的资金数额要包括生态服务经营者的个别劳动中的c、v和m三大部分，也就是说既要包括用于生态建设的生产资料价值c和劳动者在必要劳动时间内创造的价值v，又要包括劳动者在剩余劳动时间内所创造的价值m。[5]这些部分的补偿必须给予完全补偿，否则就只能使这些有益于全社会的生态建设事业趋向萎缩，进而导致生态环境与社会经济效益的日益恶化。

第二，由于土地利用方式的改变造成的机会成本损失，如退耕还林还草等改变土地利用方式的生态重建措施的实施造成直接的经济损失，如粮食减产，收入减少等，受益地区应当提供相应的经济补偿。因此，生态建设地区的生态服务经营者至少应得到这两部分补偿，即生态建设费用补偿和土地利用方式改变导致的机会成本损失补偿。

三、补偿主体分析

生态效益补偿的主体就是生态服务的受益者，对于得到生态服务的受益方来讲由于生态产品的公共物品属性的影响，并不热衷于从市场中购买生态服务，而是多采取搭便车的方式无偿使用生态服务。这样就要求建立相应补偿机制来向享受这部分生态服务的受益者征收生态补偿费用，然而怎样合理的征收补偿费用呢?由于生态补偿涉及面广，需要发挥政府和市场两方面的作用，政府在生态补偿中要发挥主导作用，如制定生态补偿政策、提供补偿资金、加强对生态补偿政策的监督管理等。同时，在市场经济体制下实施生态补偿还需要发挥市场的力量，通过市场的力量来推进生态补偿制度。[6]以物品是否为公共物品作为划分标准，判别和划分不同的受益对象，再结合受益程度对受益者征收相应的补偿费用。

公共产品是指那种既不可能也无必要对其消费加以排他的产品，或者说，具有非排他性与非竞争性的产品。公共产品是相对于私人产品而言的。根据公共产品的特性，排他性的使用或者消费的共同性是区别私益物品和公共物品的两个定义性标准。[7]公共物品可分为纯粹公共物品和非纯公共物品，纯粹公共物品完全满足非竞争性与非排他性两个特性，生态服务的有些功能是属于纯粹公共物品，如吸收二氧化碳、释放氧气等。纯公共物品由于不存在价格信号，因而无法通过市场机制进行资源配置，因而需要国家进行配置;然而非纯公共物品并不严格满足这两个特性，如有些非纯公共物品具有部分非排他性或排他的成本很高，而且在达到某一消费数量后就具有竞争性，如水资源的利用等。生态服务的部分功能具有公共物品的特征，但其消费具有地域性或集团性，所以这类公共物品准确的说应该属于准公共物品或俱乐部物品。准公共物品可以在某些范围内按受益者负担的原则制定价格。

四、生态服务功能划分

人类从20世纪70年代就开始了对生态系统服务及其价值的研究。1977年Westman提出了“自然的服务”(nature’sservices)概念及其价值评估问题[8]，只是由于地球生态系统提供的服务绝大部分价值难以准确计量以及缺乏相应的价值评估理论与方法体系而进展缓慢。Daily及Constanzaetal.的工作，将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿，并取得了显著进展。

Constanzaetal.综合了国际上已经出版的用各种不同方法对生态系统服务价值的评估研究结果，将全球生物圈分为16个生态系统类型，并将生态系统服务分为17种类型，在世界上最先开展了对全球生物圈生态系统服务价值的估算，这是目前最有影响的对生态系统服务价值的研究结果。20世纪90年代末以来，国外有关生态系统服务的概念、生态效益的价值理论及评估方法等开始引入国内。然而这种价值衡量结果显示，生态系统服务价值近似于国民生产总值，甚至大于国民生产总值，因此以生态系统服务价值作为补偿标准很不合理。本文用生态价值测算结果作为生态服务受益大小的衡量，这样可以减少对生态价值衡量方法不同产生的争论和疑义，使生态价值作为生态建设费用补偿的工具。

由生态服务功能分类表(表1)中可以看出各种生态服务功能价值是不同的，按公共物品属性划分的各类别的生态服务价值比例也有很大差距，由小到大依次为涵养水源(占总价值1.66%)营养固定(占总价值1.98%)固定CO2(占总价值4.73%)有机物利用(占总价值9.60%)释放氧(占总价值17.36%)净化大气(占总价值30.44%)土壤侵蚀(占总价值34.78%)。其中私人物品总价值1.894×1012元/a，占总价值11.58%;准公共物品10.851×1012元/a，占总价值66.32%;纯公共物品总价值3.613×1012元/a，占总价值22.09%。因此，由准公共物品属性而受益的局部地区负担的生态服务功能占主要部分，其次是纯公共物品属性的生态功能，这部分由中央政府作为受益群体的代表来支付补偿。

私人物品价值的实现是要依靠市场的，如果产品不能够进入市场则产品价值是不能够实现，因此如果生态建设者负担相应比例的建设成本，却不能够使产品在市场中得以实现，那么必然造成建设成本弥补不足问题。所以这里将建设成本全部由准公共物品与纯公共物品受益者分担，私人物品作为发展权利让渡给生态建设者(尤其是市场开发水平底的地区)。因此由表1可知，有公共物品属性的服务价值为14.464×1012元/a，其中准公共物品价值占75.02%，即由受益地方分担的比例。纯公共物品价值占24.98%，即由国家分担的比例。

五、补偿模式设想

目前，世界各国生态效益补偿所采用模式主要有公共支付体系，企业或区域之间的自主协议，市场交易体系三种。国内学者张涛认为，生态价值的研究多数以衡量出生态服务价值的具体数值为目标，试图以此作为生态补偿的标准，补偿生态服务供给者。然而生态服务价值的衡量结果往往与GDP相当，以此来补偿显然不够合理。本文利用前人的研究成果，以不同生态服务功能的公共物品属性为划分标准，以各个类型的服务价值为基础，按照单项生态服务价值占总价值的比例，分担生态建设所产生的各种费用。

1.对于补偿量的核算需要深入细致研究。应建立科学合理的指标体系，不仅需要考虑生产成本、机会成本，还应当考虑经济发展差异、社会发展差异，合理分配所增加的社会福利，共享发展成果。但至少不应低于所能取得的机会成本，如果核算结果偏小，则影响政策实施效果，受补偿者满意度低，甚至抵触政策实施。[9]

2.需要降低交易成本提高效率。对补偿主体的征收方式及对补偿客体的补偿方式进行设计，如何降低交易成本，提高效率是关键。

3.对于生态功能的公共物品属性需要合理划分。需要根据不同生态功能的具体影响范围进行具体量化研究，从而合理确定受益对象及受益数量，真正实现受益者支付的原则。

4.对公平性标准需要进行符合社会发展的标准。这里的补偿模式中生态建设目标选择的是保障基本生产生活的需要，对于追求更高生态享受的目标可以适当加大生态面积，降低生态产量系数。

5.模式中系数的确定需要更为专业，更为详实的研究，总的来讲这里仅讨论一种大致的思想，深入系统的研究还需要更多时间。

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一、代理理论在企业业绩评价中应用的一般分析

我们这里所说的业绩评价只是指所有者对于管理者的经营状况进行分析和审核，并不包括企业对于整个公司经营运作的各个问题，以及管理者对下属经营单位经营状况的评价，因为后者更多的侧重于企业发展评价分析，那将是一个企业的长久战略问题。在此我们只讨论针对委托代理关系产生代理成本，从而对管理者的业绩进行评价存在必要性这一问题来进行分析。

由于现代企业制度的发展，委托代理关系中，业绩评价指标设计恰当与否，关系到能否充分发挥代理人的潜能，能否最终使委托人目标利益最大化。根据代理理论，设计业绩评价体系应遵循以下原则，以使委托人尽可能全面和真实地了解代理人的实际工作和努力水平。

1.财务指标与非财务指标相结合。如我们所知企业业绩评价的发展经历了长期的过程，从最开始的单一的运用财务指标来进行衡量，发展到现在的结合财务指标和非财务指标，这是业绩评价的一个突破性的进展。处于代理理论中的代理人的活动很多并不能依靠财务指标予以量化，因此代理理论的存在对非财务指标进入业绩评价体系提出了迫切的要求。并且，基于代理理论的管理者业绩评价，单纯的使用财务指标如投资收益率、每股收益将会导致管理者以放弃长远利益而追求眼前利益的短期行为，财务指标具有可以定量化便于操作的特点，但面对其缺点，非财务指标的运用有其补充的必要性。

2.业绩评价与激励机制相结合。业绩评价与激励机制是密不可分的，对于代理者的奖惩必须基于科学合理的业绩评价，不然就很可能导致目标的扭曲和评价的不公允。委托人和代理人之间在业绩评价过程中很可能展开一场博弈的较量，这样，对于委托人来说，如何制定有效的激励机制，将是充分发挥管理者才能的有效保障。

3.激励的基础是制度的设计。对于管理者的激励机制最终落实到制度的设计上。由于不确定性的存在，委托人与代理人之间不可能在事前签订一个完全合同来约束代理人的行为；再加上代理人行为的不可观察性，使得委托人很难监督代理人，监督效果差且成本高。因此只能从进一步完善制度设计入手，建立一套既能有效约束代理人的行为又能激励代理人按委托人的目标努力工作的机制。

二、代理理论在管理者业绩评价应用中存在的问题

对于企业整体的业绩评价存在着很多的问题，如业绩评价与战略脱节，业绩评价体系不完全，预算评价与考核脱节等等。我们这里讨论对于管理者的业绩评价，与企业整体的业绩评价有很大的不同。企业存在很多的不可控因素，对管理者进行评价的过程中如果把企业运营的很多不可控因素包含在其中，在发生这些状况的时候还按照原来的指标对管理者进行评价是不公平的；同样，对于企业，经济利益方面的改善并不一定与管理者的经营有直接的关系，而是因为国家的政策或其他与财务利润相关的活动产生，这样以企业的战略业绩评价管理者的业绩就会导致无谓的激励。因此，对于管理者经营业绩的考核主要应从以下几方面考虑其面对的问题：

1.信息不对称。对于代理理论给企业经营管理带来的最明显的缺点就是信息不对称的影响。很多的管理者为企业的经营运作付出了相当大的努力，客观改善了企业的经营状况，但是，却无法在股票的价格中体现出来，另外，很多经营管理者只注重短期行为，做出对企业的长远目标产生巨大影响的决策，对于所有者在短期内无法识别其经营优劣。非财务指标进入评价体统，给业绩评级增加了很多的客观性因素，但非财务指标还有待于发展和进一步完善，并且在一些企业非财务指标的选用还具有一定的主观性因素在其中。

2.国有企业监督者的特殊性。对于我国国有企业还有一个巨大的特点，就是国家企业中具有控制权的监督者不具有剩余索取权，因此，企业管理者更多的追求非金钱利益的好处，而不具有充足的动力进行经营改善，因此业绩评价并不能对他们形成激励。因此，业绩评价也就失去了他存在的意义。

3.企业的目标和管理者的目标不一致。这一点是很显然的。管理者都追求自己的利益最大，并且，很多时候并不是金钱上的利益，而是享受对资源支配权的利益以及规避风险的利益。管理者有时并不是充分发挥自己的作用而使自己陷入困难的境地。这时如何设置业绩评价指标，并确定很好的激励机制就对股东权益最大化或企业价值最大化有重大的意义。

三、管理者业绩评价的体系分析及选择

目前，业绩评价体系两个研究比较成熟完善且合理全面的领域是基于经济增加值EVA的业绩评价体系，和基于平衡记分卡的研究基础的业绩评价体系。EVA的业绩评价模式的突出特点是相比传统财务业绩指标而言，使用EVA能够较好地从结果上衡量企业所实现的财富增值，更好地揭示企业使用包括财务资本、智力资本等要素在内的全要素生产率。但是当前只分析财务指标并不能客观评价企业的经营业绩，还应该于其他的财务指标和非财务指标相结合。

对于平衡记分卡最大的特点就是引入非财务指标。它可以弥补传统业绩评价导致的短期行为，有利于实现企业长远利益的最大化。非财务性业绩评价更有利于分清责任，能更准确、完整地考核企业管理人员的业绩，使会计控制更有效。但是，非财务指标也有明显的不足：如怎样将非财务指标的改善值用货币形式加以计量，因为通常生产管理人员并不能发现他们的某项管理活动与损益表上的税后利润有何必然的联系；缺少一个系统的理论框架，当各种非财务指标之间发生冲突时，可能很难做出正确的抉择。

以现金流量为基础的业绩评价对权责发生制的有益补充。现金流量指标能够综合的反映企业在一定时期的财务状况的变动情况，而且能够准确地揭示企业盈利的质量。其次，现金流量指标几乎不受企业管理者主观歪曲的影响，因此，以收付实现制为基础的现金指标是以权责发生制为基础的其他指标的有益补充。问题是在现金流入与现金流出确认时间和合理配比方面存在缺陷，现金流量分析的方法体系并不完善，一致性也不充分，因此，现金流量为基础的业绩评价还要结合其他指标。

四、激励机制对业绩评价的影响分析

现代企业的.激励机制离不开业绩评价，管理者业绩评价是对管理者实行激励的基础，激励是管理者业绩评价主要的目标，因此剔除管理者不可控因素的管理者业绩评价与激励机制应紧密联系。一方面，业绩评价是实施激励机制的基础和依据,评价本身不是目的,而是为了提升企业的价值。激励是为了使资源更加有效的配置，使企业价值最大化。对于企业管理者的业绩评价是为了以此作为基础建立一套充分发挥管理者的作用的机制，使企业价值最大化，同时，实现管理者自身的价值的到充分的体现，达到一切组织和个人的利益双赢。

在代理成本存在的前提下，对于管理者的业绩评价不仅要考虑对管理者的经营业绩成果进行衡量，而且也要关注对管理者的经营进行监督付出的监督成本，再此基础上权衡管理者经营带来的净增加值，从而对管理者进行合理客观的评价，这是业绩评价过程中应该注意的问题。

根据代理成本的内容，包括所有者对于管理者的监督成本，所有者放松其对管理者一定的约束，而使其充分发挥自己的作用而付出的成本，以及企业与管理者在目标执行中不可避免的分歧产生的成本，我们称之为剩余损失。根据文中作者的观点当管理者享有股权的份额可以激励其努力工作，降低代理成本，那么管理者持股不失为一种合理有效的措施。从代理成本的角度考虑，除管理者所享有的工资，企业对于管理者支付的代理成本即为管理者的收益，可以以此分类，来分析对于管理者的激励因素。并且权衡代理成本中各个支出特别是前两个组成部分的比例，以此来对管理者形成有效的激励。

篇3：鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文

国内外对生态补偿概念研究莫衷一是, 荷兰人Cuperus (1996) 认为生态补偿 (PES) 是生态功能或质量受损的替代性措施;Noordwijk et al. (2005) 从经济的手段定义了生态服务付费, 并认为只有同时具备了现实性、自愿性、条件性以及有利于穷人的生态补偿机制才是现实可行的;而Costanza (1997) 则认为, 生态系统服务代表人类直接或间接从生态系统获得的利益, 包括为人类提供的物质产品和服务;Engel等 (2008) 应用科斯理论定义了生态补偿是“在环境服务的供给者能够安全的提供环境服务的前提之下, 买卖双方对明确的环境服务的资源交易”。国内不少学者从狭义和广义两个维度定义生态补偿 (如马勇、吕忠梅, 2003;邢丽, 2005;王丰年, 2006;郑敏、张伟, 2008;燕守广, 2009;李文华, 2006、2008等) , 一般认为广义生态补偿是对生态环境破坏的补偿, 而狭义生态补偿与国际上的生态服务付费 (PES) 或者生态效益付费 (PEB) 的概念相似, 还包括对社区居民的相应补助措施;也有不少学者 (如毛显强, 2002;沈满洪, 2004;俞海, 2008;李国平, 2013等) 认为, 生态环境的外部性特征是制定生态补偿政策的基本出发点, 主要表现在调控生态环境的外部性成本, 实现外部性收益;随着经济的发展, 多数学者在生态补偿内涵的定义上做出了扩展 (如王金南, 2006;毛峰、曾香, 2006等) , 他们认为, 随着社会经济系统的不断扩张, 生态环境系统的稳定平衡逐渐被打破, 生态补偿的内容有了相应的扩张, 目的是增强生态系统的服务功能以及调控环境系统的承载力。虽然国内外对生态补偿研究侧重点不同, 但随着社会经济的不断发展和生态建设实践的需要, 生态补偿的研究重要性愈加凸显, 生态补偿概念没有取得普遍认同, 因而有必要通过对国内外具有代表性的生态补偿概念进行剖析, 识别概念中蕴含的核心指标, 并在统计分析的基础上解决生态补偿概念模糊、困惑的难题。

2 研究方法

内容分析法是直接对单个样本做技术处理, 将样本内容分解为若干个分析单元, 评判单元内所表现的事实并进行定量的统计描述。国内现有研究中对内容分析法研究过程的划分也有所差异, 如张安民等在主题公园概念识别研究中, 研究过程分为内容抽样、指标提取、记录评判、信度分析、描述统计五部分;张瑜等在研究农业旅游时, 把内容分析法的步骤分为确定主题、选择样本、构建类别、信度检验、统计分析五类。在以前研究者的经验基础上, 采用内容抽样、构建类目、评判记录、信度检验、统计分析五步程序进行内容分析法的架构。

3 研究过程

3.1 内容抽样

本文选取的样本来自国内外生态补偿研究成果, 国外生态补偿的概念主要是以“Ecological Environmental Compensation”、“Payments for Ecological Services”为关键词对SDOS (Science Direct Onsite) 和Springer Link数据库进行检索, 国内生态补偿的概念主要是以“生态补偿+概念/内涵/+机制”为关键词对CNKI和万方数据库进行检索, 对检索到的文献进行仔细的辨识和分析, 按照引用率高、有代表性和时效性的原则, 最后共得到国内外50个高频生态补偿概念作为本文的研究内容。

3.2 构建类目

构建类目是研究过程中非常重要的步骤, 类目指内容的分类, 是内容分析的基本单位, 依据一定的属性或是特征对研究的本质进行区分, 将分析单位具有相同或是相似特征的内容单元可以归为一个子类目。本文采用文本分词技术和聚类分析法对国内外50个生态补偿概念进行关键指标的提取, 依据独立、穷尽和互斥的基本原则, 一个分析单元只归入一个子类目, 且不能出现分析单元无处可归的现象, 识别出18个标准。

3.3 评判记录

把分析单元归入内容类目叫记录评判, 对识别出的18个标准进行编码处理, 并构建分析框架, 在分析框架中记录复选标记, 并对每一识别标准进行出现频次统计, 换算成百分比, 在分析框架中记录编码测量结果 (如表1) 。

3.4 信度检验

内容分析法信度检验指的是两个或是两个以上的研究人员按照同一分析维度, 对分析单元评判结果的一致性程度, 信度检验用保证内容分析结果的可靠性和客观性。以作者为主评判员, 另一位从事生态补偿研究的研究员作为副评判员, 主评判员分别对中外50个生态补偿概念识别标准进行提取, 然后由副评判员再次对50个生态补偿概念进行评判, 以对主评判员的研究结果的信度进行验证, 其中, 两评判员观点一致记为“1”, 不一致记为“0”, 通过计算得到的综合信度为91.3%, 远远大于80%的基本要求。在生态补偿12个概念识别标准中, 18个识别标准的可靠性均超过了80%, 这说明了本研究具有较高的可靠性 (如表1) 。

注:单一识别标准一致性结果等于在50个生态补偿概念中对某一识别标准一致性观点得分的总和除以概念的总个数50, 综合一致性的结果等于12个概念识别标准的均值。

3.5 统计分析

由表1可以看出, 对国内外50个生态补偿概念进行提取出的18个识别标准在研究样本中出现的频率并不均衡, 如正外部性内部化高达64%, 而有利于穷人这一识别标准只有4%, 分析这种差异性, 可以得出结论, 生态补偿概念研究侧重点具有很大共性, 研究侧重点共性说明相关研究者认为这些共性表达了生态补偿本质, 但是外延的庞大复杂以及研究的分散性也是生态补偿的一个显著特征, 而内容多样和研究视角的分散则说明了进行生态补偿概念识别辨析的必要性。在识别出的18个生态补偿概念标准中, 可以看到生态补偿标准只有正外部性内部化、负外部性内部化、经济/行政/法律手段、一种制度安排四个识别指标达到了50%以上, 基于生态补偿外延的复杂性, 提取前六个指标作为本文的核心识别标准, 分别是正外部性内部化 (64%) 、负外部性内部化 (60%) 、经济/行政/法律手段 (54%) 、一种制度安排 (50%) 、生态责任/利益重新分配 (48%) 、矛盾/利益整合器 (44%) 。其中以实现人类社会和自然生态系统协调可持续发展为目的这一指标, 虽然出现频率只有10%, 在生态补偿概念中出现次数较少, 但是随着生态观的深入发展以及可持续观的深入人心, 国内外研究者均认为生态补偿的最终目标就是实现人类社会与自然生态系统的协调可持续发展。

4 结论

基于内容分析法, 识别出国内外生态补偿概念中的6个核心标准, 分别是正外部性内部化、负外部性内部化、经济/行政/法律手段、一种制度安排、生态责任/利益重新分配、矛盾/利益整合器。

(1) 正外部性内部化、负外部性内部化主要指生态补偿是通过对保护 (或损害) 生态环境行为进行补偿 (或收费) , 提高该行为的收益 (或成本) , 从而激励保护 (或损害) 行为的主体增加 (或减少) 因其行为带来的外部性经济性 (或外部不经济性) , 达到保护生态环境的目的。

(2) 经济/行政/法律手段、一种制度安排说明生态补偿通过制度创新和一系列经济、行政、法律手段保护生态环境。

(3) 生态责任/利益重新分配、矛盾/利益整合器, 生态补偿通过生态利益重新分配防止生态资源配置扭曲和效率低下, 通过这种制度安排调节利益主体之间的关系。

(4) 基于以上认识, 本文给生态补偿下的定义是:生态补偿是基于生态责任、利益重新分配基础上的责权明晰, 通过政府采取多种手段对保护环境者/提供者奖励、对受益者/破坏环境者惩罚以协调各利益主体关系, 最终目的是实现人类经济社会和自然生态环境的可持续发展。

参考文献

[1]Cuperus R, Caters K J, Piepers A A G.Ecological compensation of the impacts of a road[J].Preliminary method ofA50road link.Ecological Engineering, 1996, (7) :327-349.

[2]van Noordwijk M, Chandler F, Tomich P.An Introduction to the Conceptual Basis of RUPES[C].Indonesia:CRAF, 2005.

[3]Costanza R, d Arge R, do Groot R, et al.The value of the worlds ecosystem services and natural capital[J].nature, 1997, 387:253-260.

篇4：鉴于公共物品概念的生态补偿方法探索论文

关键词：主体功能区划,生态补偿,公共物品理论

国家“十一五”规划纲要提出, “根据资源环境承载能力、现有开发密度和发展潜力, 统筹考虑未来我国人口分布、经济布局、国土利用和城镇化格局, 将国土空间划分为优化开发、重点开发、限制开发和禁止开发四类主体功能区”。其中禁止开发区与限制开发区要依据法律法规和相关规划实行强制性保护, 严禁不符合主体功能定位的开发活动。加强人口转移的力度, 将这些区域内的人口逐步转移到更适宜生活和生产的地区, 减少禁止开发区域的人为破坏。这样就涉及到对原有利益的侵犯, 这也成为限制开发区及禁止开发区政策制定有效性的最大难题, 对划定区域人口的补偿量化研究问题突出, 补多少才能使当地居民愿意配合政策实施, 对已有权利利益有何影响, 对潜在利益如何影响, 对受益者怎样合理收费等问题十分严峻。本文构想了一个以公共物品理论为基础, 以生态价值为纽带的联系补偿者与被补偿者的费用分担补偿模式。

一、相关理论

(一) 外部性理论

外部性最早是由布坎南与斯塔布尔宾于1962年提出的。外部性是指私人收益与社会收益、私人成本与社会成本不一致的现象。[1]一般而言, 外部性具有附带性的特点。其中正外部性是某经济主体的经济行为行为对其他经济主体附带的好处, 具有“不得不赠予”的特征;负外部性是指某经济主体的经济行为对其他经济主体外加的负担, 具有“不得不转嫁”的特征。经济主体从事经济行为时所产生的利益, 有“可计量利益”与“非计量利益”之分。“可计量利益”是经济行为主体的行为目标, 是收入与成本费用之间的差额;“非计量利益”是某经济行为主体在实现自己目标的同时, 所产生的无法界定和计量的对其他经济行为主体的经济利益。经济主体根据“可计量利益”来决定自己的生产经营行为, 在生产经营过程中产生的“非计量利益”则为外部性。对于理性的经营者来说, 在没有建立有效使得“非计量利益”转变为“可计量利益”的生态服务交易市场或提供有效补偿的前提下, 将根据“可计量利益”最大化的原则组织生产, 不会自动地将提供最优的像生态服务这种“非计量利益”作为经营目标。[2]生态补偿的重要意义就在于如何将“非计量利益”转化为“可计量利益”来补充外部性现象产生的市场失灵问题。

(二) 公共物品理论

公共物品是指那种既不可能也无必要对其消费加以排他的产品, 或者说同时具有非排他性与非竞争性的产品。公共产品是相对于私人产品而言的。根据公共产品的特性, 排他性的使用或者消费的竞争性是区别私人物品和公共物品的两个定义性标准。公共物品可分为纯粹公共物品和非纯公共物品, 纯粹公共物品完全满足这两个特性, 生态服务的有些功能是属于纯粹公共物品, 纯公共物品由于不存在价格信号, 因而无法通过市场机制进行资源配置, 需要中央政府进行配置;然而非纯公共物品并不严格满足这两个特性, 如有些非纯公共物品具有部分非排他性或排他的成本很高, 而且在达到某一消费数量后就具有竞争性。生态服务的部分功能具有公共物品的特征, 但其消费具有地域性或集团性, 所以这类公共物品准确的说应该属于准公共物品。准公共物品可以在某些范围内按受益者负担的原则制定价格。市场机制、自愿协商机制、合约机制、以及民间自愿机制等在公共物品供给中普遍存在失灵问题, 只能由相应的政府机制来替代弥补, 而且也只有政府参与才能增进公共福利潜力。

(三) 机会成本

机会成本, 就是做出某一决策而不做出另一种决策所放弃的利益。社会经济生活中充满了选择, 当某种资源具有多种用途时, 使用该资源于另一种用途, 就意味着放弃了其他用途。这样, 使用该种资源的机会成本, 就是放弃其他用途可能得到最大收益与已选择用途收益之间的差值。因此, 要想使行为主体放弃现在用途必须使在另一用途上得到的收益要不小于现在用途的收益。市场经济运行规则要求一切商品的生产和经营要在市场实现等价交换, 生产和经营才能维持和发展, 因此市场经济条件下的商品生产和经营均以赢利为目的。拿生态公益林为例, 生态公益林的生态产品是以活立木群落的整体形式发挥作用的, 活立木本身是其生态产品的载体。一旦其经营者受经济利益驱动, 将林木采伐, 其生态效益也就不存在了, 森林生态产品也就随之消失。因此要想保证生态产品的供应必须补偿其机会成本即林木采伐的收益。

(四) 公平理论及福利经济学

福利的“希克斯-卡尔多”补偿原则:如果资源配置的结果使福利受益者补偿福利受损者后, 受益者的福利水平仍可以提高, 那么这一配置就是最优配置。在希克斯 (Hibbs) 和卡尔多 (Kaldor) 设想的基础上, 后来发展为补偿原则论, 又称新帕累托标准。新帕累托学派探讨了由于经济变化而处境改善的人 (即受益者) 能否补偿那些处境恶化的人 (即受损者) 。如果一个特定的改变使受益者的福利增进很大, 以至于在完全地补偿了受损者的福利损失后还有剩余, 那么基于新帕累托标准, 这一改变就是一个潜在的社会福利改进。[3]利特尔又提出福利的变化应提高收入的分配效率, 这样需要建立一个社会福利函数, 根据不同个人的地位, 给不同个人福利变化以相应的权重。[4]

公平理论起源于美国行为科学家亚当斯 (J.S.Adams) 等提出来的一种激励理论。亚当斯公平理论的基本观点是:当一个人做出成绩并取得报酬以后, 他不仅关心自己所得报酬的绝对量, 而且关心自己所得报酬的相对量。因此, 他要进行种种比较来确定自己所获报酬是否公平, 比较结果将直接影响今后工作的积极性。所用的比较包括横向比较和纵向比较, 横向比较是指一个人投入和收益的比值与组织内其他人的投入和收益的比值相等时, 才是公平的;纵向比较是指把自己目前投入与目前所获得报偿的比值, 同自己过去投入与过去所获得报偿的比值进行比较, 只有相等时才是公平的。[3]在进行生态补偿时, 不仅需要促进社会福利的改进, 而且需要适当考虑社会的公平性问题, 促进地区间的均衡与协调。

二、生态补偿客体分析

外部性具有外延的可扩散性, 内涵的可计量性。外延的可扩散性是指经生态产品所产生的外部效应具有分解和放大作用。分解是指自然的吸收与化解作用;放大是指负外部性剂量超出自然净化能力后所产生的加速现象或正外部性在对其他经济主体在其生产经营过程中所产生的传递与累积作用。内涵的可计量性是指经济行为主体可以准确计量其限制负外部性所付出的成本和费用或提供正外部性所产生的机会成本的增加。生态服务供给的机会成本及其产生的外部利益作用方式来看, 生态服务外部性同样具有外延的可扩散性与内涵的可计量性。生态服务外部利益本身具有多样性, 且相互交叉重叠, 并通过传递和累积作用, 使其所产生的外部利益难以进行准确计量。相反, 提供生态服务所产生的机会成本的增加则可进行较为准确可靠的计算。以此为基础结合劳动价值理论对生态补偿客体的应有利益进行分析, 得出补偿量的构成。

生态补偿的客体就是以提供生态效益为服务内容的提供者。补偿则是相对于损失而言的, 受限制地区的生态建设对生态服务的提供者有多方面的影响。

第一, 提供生态服务有投入成本, 由于部分生态服务的使用是非排他性的或非竞争性的, 这部分成本不能在市场上交换, 在市场上体现不出其自身价值, 因为收不回投入成本, 而造成生态服务的无偿使用和经营者经济利益的损失。

从生态服务经营者资金流转图1可以看出, 生态服务经营者的投入成本, 一部分是通过生态产品在市场上交换而收回, 另一部分则是以生态服务的区域性消费者和作为全民代表的中央政府支付补偿费的形式回收的。由政治经济学理论可知, 企业要维持简单再生产需要在一个生产周期结束后, 返回到经营者手中的资金数额要包括生态服务经营者的个别劳动中的c、v和m三大部分, 也就是说既要包括用于生态建设的生产资料价值c和劳动者在必要劳动时间内创造的价值v, 又要包括劳动者在剩余劳动时间内所创造的价值m。[5]这些部分的补偿必须给予完全补偿, 否则就只能使这些有益于全社会的生态建设事业趋向萎缩, 进而导致生态环境与社会经济效益的日益恶化。

第二, 由于土地利用方式的改变造成的机会成本损失, 如退耕还林还草等改变土地利用方式的生态重建措施的实施造成直接的经济损失, 如粮食减产, 收入减少等, 受益地区应当提供相应的经济补偿。因此, 生态建设地区的生态服务经营者至少应得到这两部分补偿, 即生态建设费用补偿和土地利用方式改变导致的机会成本损失补偿。

三、补偿主体分析

生态效益补偿的主体就是生态服务的受益者, 对于得到生态服务的受益方来讲由于生态产品的公共物品属性的影响, 并不热衷于从市场中购买生态服务, 而是多采取搭便车的方式无偿使用生态服务。这样就要求建立相应补偿机制来向享受这部分生态服务的受益者征收生态补偿费用, 然而怎样合理的征收补偿费用呢?由于生态补偿涉及面广, 需要发挥政府和市场两方面的作用, 政府在生态补偿中要发挥主导作用, 如制定生态补偿政策、提供补偿资金、加强对生态补偿政策的监督管理等。同时, 在市场经济体制下实施生态补偿还需要发挥市场的力量, 通过市场的力量来推进生态补偿制度。[6]以物品是否为公共物品作为划分标准, 判别和划分不同的受益对象, 再结合受益程度对受益者征收相应的补偿费用。

公共产品是指那种既不可能也无必要对其消费加以排他的产品, 或者说, 具有非排他性与非竞争性的产品。公共产品是相对于私人产品而言的。根据公共产品的特性, 排他性的使用或者消费的共同性是区别私益物品和公共物品的两个定义性标准。[7]公共物品可分为纯粹公共物品和非纯公共物品, 纯粹公共物品完全满足非竞争性与非排他性两个特性, 生态服务的有些功能是属于纯粹公共物品, 如吸收二氧化碳、释放氧气等。纯公共物品由于不存在价格信号, 因而无法通过市场机制进行资源配置, 因而需要国家进行配置;然而非纯公共物品并不严格满足这两个特性, 如有些非纯公共物品具有部分非排他性或排他的成本很高, 而且在达到某一消费数量后就具有竞争性, 如水资源的利用等。生态服务的部分功能具有公共物品的特征, 但其消费具有地域性或集团性, 所以这类公共物品准确的说应该属于准公共物品或俱乐部物品。准公共物品可以在某些范围内按受益者负担的原则制定价格。

四、生态服务功能划分

人类从20世纪70年代就开始了对生态系统服务及其价值的研究。1977年Westman提出了“自然的服务” (nature’s services) 概念及其价值评估问题[8], 只是由于地球生态系统提供的服务绝大部分价值难以准确计量以及缺乏相应的价值评估理论与方法体系而进展缓慢。1997年Daily及Constanza et al.的工作, 将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿, 并取得了显著进展。

Constanza et al.综合了国际上已经出版的用各种不同方法对生态系统服务价值的评估研究结果, 将全球生物圈分为16个生态系统类型, 并将生态系统服务分为17种类型, 在世界上最先开展了对全球生物圈生态系统服务价值的估算, 这是目前最有影响的对生态系统服务价值的研究结果。20世纪90年代末以来, 国外有关生态系统服务的概念、生态效益的价值理论及评估方法等开始引入国内。然而这种价值衡量结果显示, 生态系统服务价值近似于国民生产总值, 甚至大于国民生产总值, 因此以生态系统服务价值作为补偿标准很不合理。本文用生态价值测算结果作为生态服务受益大小的衡量, 这样可以减少对生态价值衡量方法不同产生的争论和疑义, 使生态价值作为生态建设费用补偿的工具。

由生态服务功能分类表 (表1) 中可以看出各种生态服务功能价值是不同的, 按公共物品属性划分的各类别的生态服务价值比例也有很大差距, 由小到大依次为涵养水源 (占总价值1.66%) 营养固定 (占总价值1.98%) 固定CO2 (占总价值4.73%) 有机物利用 (占总价值9.60%) 释放氧 (占总价值17.36%) 净化大气 (占总价值30.44%) 土壤侵蚀 (占总价值34.78%) 。其中私人物品总价值1.894×1012元/a, 占总价值11.58%;准公共物品10.851×1012元/a, 占总价值66.32%;纯公共物品总价值3.613×1012元/a, 占总价值22.09%。因此, 由准公共物品属性而受益的局部地区负担的生态服务功能占主要部分, 其次是纯公共物品属性的生态功能, 这部分由中央政府作为受益群体的代表来支付补偿。

资料来源:《中国陆地生态系统服务功能及其生态经济价值的初步研究》, 其中有机物利用价值=有机物生产价值/10

私人物品价值的实现是要依靠市场的, 如果产品不能够进入市场则产品价值是不能够实现, 因此如果生态建设者负担相应比例的建设成本, 却不能够使产品在市场中得以实现, 那么必然造成建设成本弥补不足问题。所以这里将建设成本全部由准公共物品与纯公共物品受益者分担, 私人物品作为发展权利让渡给生态建设者 (尤其是市场开发水平底的地区) 。因此由表1可知, 有公共物品属性的服务价值为14.464×1012元/a, 其中准公共物品价值占75.02%, 即由受益地方分担的比例。纯公共物品价值占24.98%, 即由国家分担的比例。

五、补偿模式设想

目前, 世界各国生态效益补偿所采用模式主要有公共支付体系, 企业或区域之间的自主协议, 市场交易体系三种。国内学者张涛 (2003) 认为, 生态价值的研究多数以衡量出生态服务价值的具体数值为目标, 试图以此作为生态补偿的标准, 补偿生态服务供给者。然而生态服务价值的衡量结果往往与GDP相当, 以此来补偿显然不够合理。本文利用前人的研究成果, 以不同生态服务功能的公共物品属性为划分标准, 以各个类型的服务价值为基础, 按照单项生态服务价值占总价值的比例, 分担生态建设所产生的各种费用。

1.对于补偿量的核算需要深入细致研究。应建立科学合理的指标体系, 不仅需要考虑生产成本、机会成本, 还应当考虑经济发展差异、社会发展差异, 合理分配所增加的社会福利, 共享发展成果。但至少不应低于所能取得的机会成本, 如果核算结果偏小, 则影响政策实施效果, 受补偿者满意度低, 甚至抵触政策实施。[9]

2.需要降低交易成本提高效率。对补偿主体的征收方式及对补偿客体的补偿方式进行设计, 如何降低交易成本, 提高效率是关键。

3.对于生态功能的公共物品属性需要合理划分。需要根据不同生态功能的具体影响范围进行具体量化研究, 从而合理确定受益对象及受益数量, 真正实现受益者支付的原则。

4.对公平性标准需要进行符合社会发展的标准。这里的补偿模式中生态建设目标选择的是保障基本生产生活的需要, 对于追求更高生态享受的目标可以适当加大生态面积, 降低生态产量系数。

5.模式中系数的确定需要更为专业, 更为详实的研究, 总的来讲这里仅讨论一种大致的思想, 深入系统的研究还需要更多时间。

参考文献

[1]鲁传一.资源与环境经济学[M].北京:清华大学出版社, 2004:29.

[2]吴伟光, 徐秀英, 王传昌.生态公益林“外部性”特征及解决途径[J].林业经济, 2003 (12) :40-42.

[3]托马斯·思德纳.环境与自然资源管理的政策工具[M].张蔚文, 黄祖辉, 译.上海:上海三联出版社, 上海人民出版社, 2005:78.

[4]A·迈里克·弗里曼.环境与资源价值评估——理论与方法[M].曾贤刚, 译.北京:中国人民大学出版社, 2002:88.

[5]宗臻铃, 欧名豪, 董元华.长江上游地区生态重建的经济补偿机制探析[J].长江流域资源与环境, 2001 (1) :22-27.

[6]李克国.生态环境补偿政策的理论与实践[J].环境科学动态, 2000 (2) :8-11.

[7]张真, 戴星翼.环境经济学教程[M].上海:复旦大学出版社, 2007 (2) :66.