生態補償的概念、標準及政府的作用＊
——基于人類活動對生態系統作用類型分析

王興杰張騫之劉曉雯溫武軍

(1.山東師范大學山東省可持續發展研究中心,山東濟南250014;

2.中國科學院地理科學與資源研究所,北京100101;3.濟南高新技術開發區征地拆遷收儲中心,山東濟南 250101)

生態補償的概念、標準及政府的作用＊
——基于人類活動對生態系統作用類型分析

王興杰1,2張騫之3劉曉雯1溫武軍1

(1.山東師范大學山東省可持續發展研究中心,山東濟南250014;

2.中國科學院地理科學與資源研究所,北京100101;3.濟南高新技術開發區征地拆遷收儲中心,山東濟南 250101)

將人類活動對生態系統的作用分為10種可能的類型,其中,未引起生態系統服務變化的人類活動、生態系統破壞行為、不可更新資源開發利用及對具有非公共物品屬性的生態系統服務的開發利用不屬于生態補償的范疇。生態補償通過調節對具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務的作用過程中相關方的利益關系,實現外部效應內部化,以可持續提供生態系統服務。理論上,受損者依據其受損的成本和生態系統服務價值獲得補償;受益者依據其開發生態系統服務的獲利或其享用的額外的生態系統服務價值而付費。其中,生態系統服務價值的計算應從總的生態系統服務價值量中區分存量價值和增量價值,從增量價值中區分自然資本和人造資本,從人造資本中提取出外部性價值;受損成本包括直接成本、機會成本和發展成本。實踐中往往通過利益相關方的談判確定最終補償標準。政府的介入顯著提高了生態補償的運行效率,降低了交易成本,保障了公平和諧,但政府不是生態補償的利益相關方。政府站在利益相關方之外,有利于更好地發揮政府在生態補償中的職能,促進生態補償高質量、高效率地實施。

生態補償;生態系統服務;外部性;利益相關方;補償標準;政府

我國的生態補償實踐始于20世紀70年代。四川青城山的保護區生態補償可看作我國較早的生態補償實踐之一[1]。1998年,長江流域的特大洪水對我國片面追求經濟增長的不可持續的發展方式敲響了警鐘,中國的生態環境建設已刻不容緩。在這一宏觀背景下,我國啟動了以退耕還林、天然林保護為代表的一系列大型生態環境建設工程,涉及范圍之廣,政府投入力度之大,史無前例,我國政府主導的生態補償實踐隨之全面展開。21世紀以來,生態補償的研究與實踐已經擴展到包括森林、濕地、草地、流域、礦產、自然保護區、海洋、農田、公路建設、區域和土地征用等在內的越來越廣泛的領域,生態補償的內涵也在實踐中不斷豐富和發展。但是,對生態補償基本概念、補償標準、政府的作用等生態補償重要問題的認識和理解不一,影響了生態補償的實施效果。本文在查閱大量文獻和深入調研的基礎上,基于人類活動對生態系統作用類型分析,得出生態補償的基本概念,闡述了生態補償標準制定中受益或受損的生態系統服務價值和受損成本的計算方法;列舉了生態補償中政府介入的領域及作用,簡要說明政府不是生態補償利益相關方的原因,以期為我國的生態補償實踐提供一定的理論支持。

1 人類活動對生態系統作用類型分析

當代某一人群的活動作用于生態系統,可能會引起一定程度的生態系統結構和功能的改變,導致生態系統服務的變化,該變化可能會對當代其他人群產生一定的影響,從而使當代人群之間因享有的生態系統服務的變化而產生一定的相互關系。同時,當代人類活動對生態系統結構和功能的改變,會使后代人享有生態系統服務的機會發生變化,從而使當代人和后代人因生態系統這一共同的載體而聯系在一起。上述人類活動對生態系統的作用涉及當代人與生態系統、后代人與生態系統、當代人與人之間和當代人與后代人之間的錯綜復雜的相互關系;更由于價值取向、權利分配和倫理道德等因素的影響,使得人類活動對生態系統的作用愈加復雜。人與生態系統和人與人之間關系的研究是一項巨大的系統工程,非本篇文章所能闡明。為探索生態補償問題而分析人類活動對生態系統作用類型,有必要設置一定的假設條件,將某些因素(或許是非常重要的因素)界定在研究邊界之外,在此前提之下,方有可能展開本文的分析。

假設條件1:研究對象是具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務。2003年,在由聯合國和相關機構發起和贊助的國際合作項目“千年生態系統評估(Millennium Ecosystem Assessment)”中,將生態系統服務定義為:人類從生態系統中獲得的各種收益。該定義把自然生態系統和人工生態系統都作為生態系統服務的來源,使用“服務”這一術語來概括人類從生態系統獲得的有形收益和無形收益。生態系統服務只有一小部分能夠進入市場被買賣,該部分生態系統服務具有非公共物品屬性,按照供求關系所確定的價格進行交易,不存在補償的問題。大多數生態系統服務屬于公共物品或準公共物品,無法進入市場,對其的恢復、維持、改善、保護和利用通常會使相關各方利益關系扭曲,應該通過某種手段使利益相關方利益均衡;同時,屬于公共物品或準公共物品、無法進入市場的生態系統服務仍然是可以描述、測度和估價的[2]。所以,本文以具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務為研究對象,探索通過補償手段,使相關各方利益均衡的可行之道。

假設條件2:人類利用既定生態系統服務的權利均等。即當代人之間、當代人與后代人之間具有同等的利用生態系統服務的權利。

假設條件3:不考慮對后代人的影響。因為在當代,后代人缺位,當代人無法得知后代人對生態系統服務的價值取向。只要在滿足當代人需求的同時,能夠恢復、維持和保護生態系統,后代人便可以擁有同當代人均等的利用生態系統服務的機會,實現人類對生態系統服務的可持續利用。因而,以下僅分析當代人類活動對生態系統服務的影響。

假設條件4:人類活動對生態系統服務的作用分為恢復、維持、改善、保護和利用5種方式。對生態系統服務的利用對應著從生態系統中獲取物質和能量,包括在生態系統閾值之內的利用行為和超過生態系統閾值、對生態系統的破壞行為兩個層面,對生態系統相對有害;恢復、維持、改善和保護生態系統服務則需要向生態系統輸入物質和能量,對生態系統相對有利。其中,對生態系統服務的恢復、維持和保護能夠使人類(當代人之間、當代人與后代人之間)利用生態系統服務的機會均等。對生態系統服務的改善可以使當代人享用更好的生態系統服務,但也意味著在一定程度上對生態系統結構和功能的改變,但這種改變一般不會超過生態系統閾值且容易逆轉,假如后代人對生態系統服務的價值取向與當代人不同,后代人可以相對容易地將生態系統恢復到原有的水平。如植樹造林對當代人來說是對生態系統服務的改善,如果后代人不這樣認為,可通過大規模的砍伐將生態系統服務恢復到原有水平。因而,生態系統服務的改善對當代人有利,不會危及后代人對需求的滿足。

假設條件5:全體當代人分為當代人群A和當代人群B,且A≠B。

假設條件6:當代人類活動作用于生態系統過程中,能夠明確地界定出受益者和受損者。

在上述假設條件下,當代人群A的某種活動作用于生態系統,在人力(人類向生態系統輸入或獲取物質和能量)和自然力(生態系統自我維持和調節)的綜合作用下,對生態系統服務的影響將出現如下4種可能的結果:第一,當代人類活動對生態系統服務沒有影響;第二,當代人對生態系統施加有利影響,使生態系統服務維持或在原有基礎上提高;第三,當代人對生態系統施加的不利影響未超過生態系統閾值,但生態系統服務在原有基礎上下降;第四,當代人類活動對生態系統的不利影響超過生態系統閾值,生態系統發生次生演替。上述4種結果作用于當代人群B,將對B產生不同的效應。以下針對上述4種結果,分析當代人群A對生態系統的作用及相應的生態系統服務對B的作用效果。

1.1 當代人類活動對生態系統服務沒有影響

類型1:當代人群A向生態系統輸入(或獲取)物質和能量,實施了對生態系統有利(或有害)的行為。由于生態系統具有自我調節和自我維持的能力,在人力和自然力的共同作用下,生態系統不發生變化,從而當代人群B享有的生態系統服務不變。在此情景下,雖然存在受損者(向生態系統輸入物質和能量)或受益者(從生態系統中獲取物質和能量),但由于生態系統服務不變,A對生態系統的作用對B不產生影響,從而A和B之間不存在補償的關系。該情景或可稱為自然生態補償[3]。如A在非生態敏感區栽植或砍伐一棵小樹而受損或受益,但一棵小樹的增減對當地生態系統幾乎沒有什么影響,B所享有的生態系統服務幾乎沒有變化。A和B之間不存在補償問題。

類型2:當代人群A對太陽能、風能、潮汐能等恒定性資源的開發和對陽光、空氣等非競爭性、非排他性環境的利用,不影響生態系統服務質量,也不會影響他人對該類資源和環境的利用,不用承擔任何責任和義務。既不存在人類對自然的補償,也沒有受益者和受損者之間的補償。

1.2 當代人對生態系統施加有利影響,使生態系統服務維持或在原有基礎上提高

所謂有利影響,是指當代人恢復、維持、改善和保護生態系統,使生態系統服務維持①維持也看作有利行為,因為維持也需要投入物質和能量。如果沒有上述物質和能量的投入,生態系統服務可能會下降。或在原有基礎上有所提高。假設當代人群A投入成本α(包括直接成本、機會成本和發展成本),向生態系統輸入物質和能量。在人力和自然力的共同作用下,生態系統服務H恢復、維持或在原有的基礎上提高,A因投入成本α而受損。

生態系統服務具有公共物品屬性,難以避免“搭便車”行為;同時生態系統服務可以自由流轉。當存在生態系統服務空間流轉時,隨著A、B所處空間位置的不同(見圖1)和生態系統服務流轉程度和影響范圍的不同,A的投入所帶來的額外的生態系統服務②該額外的生態系統服務是人力和在人力作用下由自然力所產生的生態系統服務之和。可能對當代人群B產生不同的影響,即A的行為具有外部性。由于生態系統服務維持或提高,B至少不會受損。所以,只存在B受益和不變兩種情況。

在A受損,B受益,H維持或提高的情況下,因A和B對生態系統服務的競爭性和非競爭性利用而區分為類型3和4。

圖1 A、B空間位置圖Fig.1 Spatial positon of A and B

類型3:A受損,B受益,H維持或提高,并假設B對生態系統服務的利用會減少A所享用的生態系統服務價值,即A和B對生態系統服務的利用具有競爭性。則:①當A、B同區時(見圖1),B人群享用到的生態系統服務價值提高為ω人,由于B的利用而導致的A的生態系統服務價值損失為ν人,利益相關方為A,B;②當生態系統服務擴展到B1時(見圖1),B人群中只有B1人群享用到增加的生態系統服務價值ω人B1,A的生態系統服務價值損失為ν人AB1,利益相關方為A,B1;③當生態系統服務流轉到A1和B1時(見圖1),B1人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人A1B1,A1和A2人群損失的生態系統服務價值分別為ν人A1B1和ν人A2B1,利益相關方為A1,B1;④當生態系統服務擴展到A1和B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人A1B,A1和A2人群的生態系統服務價值損失分別為ν人A1B和ν人A2B,利益相關方為A1,B;⑤當生態系統服務擴展到A和B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人AB,A人群的生態系統服務價值損失為ν人AB,利益相關方為A,B;⑥當生態系統服務跨區由A流轉到B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人,A人群的生態系統服務價值損失為u人,利益相關方為A,B(見表1)。理論上講,如果沒有受損者的投入,受益者就享用不到增加的生態系統服務價值。為使利益均衡,受益人群應依據其享用的額外增加的生態系統服務價值,受損人群依據其額外受損的成本和生態系統服務價值,由受損方對受益方實施補償。

流域上下游生態補償基本體現了類型3所述內容。流域上游植樹造林、保持水土、改善環境而投入成本,使流域生態系統服務得以改善和提高;流域下游享用到了上游投入所增加的生態系統服務。隨著生態系統服務的流轉和影響范圍的變化,上游可能產生生態系統服務價值的損失,下游應依據享用的額外的生態系統服務的價值對上游投入的成本和損失的價值實施補償。如閩江、九龍江流域上下游各設區市通過協商、簽訂協議等方式,以保護流域水環境、改善水質、保障生態需水量為考核要求,實施上下游生態補償機制。流域下游的福州、廈門、三明、南平、漳州、龍巖6市政府每年共出資4 000萬元,通過上下級財政結算上繳省財政,用于補償上游地區為保護水源、治理污染承擔的成本。

表1 A和B對生態系統服務的利用具有競爭性Tab.1 Competitiveness in utilization of ecological system service of A and B

類型4:A受損,B受益,H維持或提高,并假設B對生態系統服務的利用不會對A所享用的生態系統服務價值產生影響,即A和B對生態系統服務的利用具有非競爭性。則:①該額外的生態系統服務是人力和在人力作用下由自然力所產生的生態系統服務之和。AB同區、A+B和A到B三種情況下,B人群享用的生態系統服務價值增加為ω人,A人群沒有生態系統服務價值損失,利益相關方為A,B。②A+B1時,B1人群享用的生態系統服務價值增加為ω人AB1,B2人群沒有生態系統服務價值增加,A人群不產生價值損失,利益相關方為A,B1。③A1+B1時,B1人群享用的生態系統服務價值增加為ω人A1B1,B2人群沒有生態系統服務價值增加,A1人群不產生價值損失,A2人群的價值損失為ν人A2B1,利益相關方為A1,B1。④A1+B時,B人群享用的生態系統服務價值增加為ω人,A1人群不產生價值損失,A2人群的價值損失為ν人A2B,利益相關方為A1,B(見表2)。與情景3同理,受益人群應依據其享用的額外增加的生態系統服務價值,對受損人群的成本和額外的生態系統服務價值損失實施補償。

我國三北及長江流域等重點防護林體系建設工程、京津風沙源治理工程、天然林保護工程、森林生態效益補償、自然保護區生態補償、退耕還林工程中的生態補償等基本體現了類型4的內容。特定人群A的投入使B受益,但B對生態系統服務的利用一般不會對A所享用的生態系統服務價值產生影響。

類型5:A受損,B不變,H維持或改善。即A的行為導致的額外的生態系統服務提高對B沒有影響,生態系統服務得以維持和改善。這種情況可看作A為了生態系統服務的維持或改善而自覺約束自身的行為,并投資于生態環境系統,是A為了獲取良好的自然生態環境而對生態系統的自愿投資。

1.3 當代人對生態系統施加的不利影響未超過生態系統閾值,但生態系統服務在原有基礎上下降

假定當代人群A從生態系統中獲取物質和能量,在人力和自然力的共同作用下,生態系統服務在原有的基礎上下降,但人類活動對生態系統的影響未超過生態系統閾值,生態系統可恢復。A因對生態系統服務的開發而受益δ。由于生態系統服務的公共物品屬性,A的開發造成的額外的生態系統服務①下降就可能對當代人群B產生影響,即A的行為具有外部性。降低的生態系統服務作用于當代人群B,使B至少不會直接受益。但是B可以通過與A的某種交易而間接受益。因而,B可能存在受益、受損和不變3種類型。A的行為導致的生態系統服務下降也會使A所享有的生態系統服務受損,但顯然其損失的生態系統服務價值不應得到補償。生態系統服務空間流轉對A和B的影響與類型3和4基本類似,在此不再分析生態系統服務空間流轉的影響。

類型6:B受益,H受損。A和B之間應存在著一定的交易,使雙方都受益,但卻使H受損,利益相關方為A和B。假定B的受益為ζ。為了使H恢復,A和B必須分別依據其獲利δ和ζ,支付一定的恢復費用,由A,B或委托他人實施生態系統服務恢復行為。

排污權交易制度可看作類型6的典型案例。A和B首先通過購買等手段,向政府有關部門購得排污權,然后在總量控制的前提下,A和B可以就各自的排污權進行交易,使A,B皆獲利。但即使有總量控制,A,B依然排污,所以A和B依然共同損害了H。由于排污總量控制在生態系統閾值內,生態系統服務可逐步恢復。

表2 A和B對生態系統服務的利用具有非競爭性Tab.2 Non-competitiveness in utilization of ecological system service of A and B

類型7:B受損,H受損。由于A的行為,B和H皆受損,利益相關方為A和B。為恢復生態系統服務并使A,B利益均衡,A應依據其獲利δ,自己投資或向他人支付一定的費用,實施對H的恢復,通過生態系統服務的恢復彌補B因生態環境受損而造成的損失。

礦產資源開發過程中造成的生態環境問題及其恢復補償可看作為類型7的典型案例。1983年,云南省以昆陽磷礦為試點,對每噸礦石征收0.3元的資源費,用于采礦區植被恢復及其他生態破壞的恢復治理[4]。1989年,江蘇省制定并實施《江蘇省集體礦山企業和個體采礦業收費試行辦法》,規定對集體礦山和個體采礦業開始征收礦產資源費和環境整治基金;1990年,福建省決定對國營、集體和個體煤礦征收“生態環境保護費”。1992年我國政府在《關于出席聯合國環境與發展大會的情況及有關對策》的報告中指出:按照資源有償使用的原則,要逐步開征資源利用補償費,并開展征收環境稅的研究。研究并試行把自然資源和環境納入國民經濟活動核算體系,使市場價格準確反映經濟活動造成的環境代價。1992年廣西自治區開始對鄉鎮集體礦山和個體采礦企業實行排污費征收制度;1993年國務院批準在晉陜蒙接壤地區的能源基地試行生態環境補償政策等[5]。1997年實施的《中華人民共和國礦產資源法實施細則》對礦山開發中的水土保持、土地復墾和環境保護做出了具體規定,要求不能履行水土保持、土地復墾和環境保護責任的采礦人,應向有關部門交納履行上述責任所需的費用,即礦山開發的押金制度[6]。

類型8:B不變,H受損。A獲利,并造成生態系統服務的下降,但由于危害較小,不對B造成影響,利益相關方僅有A。可以由代表公共利益的政府部門依據其獲利對A采取經濟性懲罰,如罰款,約束和規范A的行為,以可持續提供生態系統服務。

1.4 當代人類活動對生態系統的不利影響超過生態系統閾值,生態系統發生次生演替

特定人群作用于生態系統的行為超過了生態系統閾值,導致生態系統的結構和功能的改變,不可能通過人力和自然力的共同作用而恢復,生態系統發生次生演替。可區分為不可更新資源開發活動和生態系統破壞行為兩種類型。

類型9:不可更新資源開發。對于不可更新資源(如礦產資源),A的開發利用會導致B開發利用的機會減少;同時,由于不可更新資源的不可更新性,一旦開發,不能恢復,原生生態發生次生演替,因而對生態系統服務也存在損害。但限于人類現有生產力水平,對部分不可更新資源的開發又勢在必行。可以收取資源礦區使用費或稀缺性資源租,亦即資源影子價格或資源凈價格,使資源品價格等于資源品邊際生產成本和資源影子價格;同時,隨著時間的推移,礦區使用費須以利率相同的比率增長,使任何時點的資源耗用獲利水平相同,亦即資源耗用的時間機會成本為零[7],以實現不可更新資源的可持續利用。

類型10:生態系統破壞行為。生態系統破壞行為會顯著改變生態系統的結構和功能,是對生態系統的不可持續利用,屬于生態系統服務開發的嚴格禁止層面;或為維護生態系統服務的穩定或改善而應嚴格限制的行為。應該有強有力的剛性手段,如法律,對生態系統破壞行為進行約束。建國以來,我國在加強資源保護立法方面做了大量工作,已經制定了較為完整的資源環境保護法律法規,明確規定了對人類利用生態環境過程中違法行為實施行政法律懲罰。

隨著全球化進程的加快,當今人類活動已經遠遠超出了一國的范圍,與之伴隨的是日益嚴峻的全球生態環境問題,生態補償領域的國際合作也因之全面展開。主要表現為兩種方式:其一是跨國組織(如各類基金會)發起的生態補償實踐,主要是向特定國家的政府和社區提供資金和技術的援助,開展有利于生態系統結構和功能改善的活動;其二是世界各國通過共同簽署的國際協議而采取統一的行動,按照各國對全球生態系統的影響、發展水平、具體國情等確定各國所應承擔的份額,以保護、恢復、維持、改善和可持續利用全球生態系統。

2 生態補償的概念、標準及政府的作用

2.1 生態補償的概念

通過對上述人類活動對生態系統作用類型分析,解析出生態補償的基本屬性和基本概念:

2.1.1 不屬于生態補償的人類活動

(1)未引起生態系統服務變化的人類活動。人類活動要能夠引起生態系統服務的變化①A對生態系統服務的維持和保護也可看作為生態系統服務的變化。因為,如果沒有A的投入,生態系統服務就不會維持。,自然生態補償和對恒定性資源及非競爭性、非排他性生態環境的開發利用不屬于生態補償。

(2)破壞生態系統的行為。人類活動對生態系統的作用不能超過其閾值,即在人力和自然力的作用下,生態系統能夠恢復和改善,這種情況下才存在補償的可能。因而,超出生態系統閾值的生態環境破壞行為不屬于生態補償的范疇。

(3)不可更新資源開發利用。由于不可更新資源開發利用后不能恢復,因而不可更新資源的開發利用不屬于生態補償的范疇(但不可更新資源開發造成的受損生態環境的恢復、改善和保護屬于生態補償)。

(4)對具有非公共物品屬性的生態系統服務的開發利用。具有非公共物品屬性的生態系統服務按照供求關系所確定的價格進行交易,相關方利益均衡,不存在補償的問題。

2.1.2 生態補償的必要條件

(1)生態補償的作用對象包括當代人和可更新的自然生態環境(包括可更新資源),二者缺一不可。生態補償通過調整人與人之間的關系達到可持續利用生態系統服務的目的。在人類作用于生態系統的某一過程中,只有對人的影響而沒有對生態環境的影響或僅有對生態環境的影響而沒有對人的影響,都不屬于生態補償的范疇。

(2)當代人類活動要具有外部性。生態補償的研究對象是具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務,當代人群對生態系統的作用要通過對生態系統服務的變化對他人產生外部影響,即要具有外部性。

(3)生態補償要能夠使外部效應內部化。生態補償按照“受益者付費、受損者獲補”的原則,通過合理調整利益相關方的關系,實現外部效應內部化。其中,受損者獲補的依據為其受損的成本(直接成本、機會成本和發展成本)和生態系統服務價值之和;受益者付費的依據為其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所增加的額外的生態系統服務價值。

綜上所述,生態補償是調節相關方的利益關系,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續提供生態系統服務的一種手段或制度安排。具體而言,生態補償是按照受益者付費、受損者得到補償的原則,受益者依據其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所額外增加的額外的生態系統服務價值向受損者支付費用,受損者依據其受損成本(直接成本、機會成本和發展成本)和受損的額外的生態系統服務價值獲得補償,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續利用生態系統服務、促進代內和諧(人與人的和諧,人與自然的和諧)和代際公平的一種手段或制度安排。因而,上述類型3,4,6,7屬于生態補償的范疇,其余不是。

2.2 生態補償標準

理論上講,應分別計算受益者額外受益的生態系統服務價值、受損者承擔的成本和額外受損的生態系統服務價值,作為生態補償標準的依據。

2.2.1 額外受益或受損的生態系統服務價值

以當代人群A的投入使生態系統服務維持或提高而導致B受益時,B額外受益的生態系統服務價值或由于B對生態系統服務的利用而使A額外減少的生態系統服務價值的計算過程為例,說明額外受益或受損的生態系統服務價值計算過程:

第一,區分存量價值與增量價值,計算當代人群A對生態系統服務的作用結果。假設生態系統服務原有的總價值為R,即價值存量為R,該部分價值在A投入之前已經存在。當代人群A的成本投入α使生態系統服務維持或提高,假設維持或提高的價值為μ,則A投入后的生態系統服務總價值Q為存量價值與增量價值之和,即Q=R+μ。計算A的投入對生態系統服務的作用應首先從Q中將A投入之前已經存在的存量價值R剔除,只計算由于A的投入而產生的增量價值μ。

第二,區分自然資本與人造資本,計算增量生態系統服務價值μ作用于B的總數額(或由于B對生態系統服務的利用減少的生態系統服務作用于A的總數額)。增量價值μ由兩部分組成,其一為A向生態系統輸入的物質和能量與生態系統相結合所形成的人造資本的價值u人;其二為生態系統在外界干擾下通過自我調節和維持能力而形成的自然資本的價值μ自,即μ是人力和自然力綜合作用的結果,μ=u人+μ自。計算增量生態系統服務價值μ作用于B的總數額應將μ自剔除,僅計算u人。如某地原有的生態系統服務價值為R,當A投入成本α植樹造林后,森林使該地增加的生態系統服務價值為μ。μ中不僅凝結了u人(人類勞動)的價值,而且凝結了光、熱、水、土等生態系統對該森林所提供的價值μ自。即只有u人可以歸功于α,而μ自應歸功于自然生態系統(當然,如果沒有α的投入,就不會有μ的產出,可將人類α的投入看作μ產出的前提條件)。同理,假設B對生態系統服務的利用會使生態系統服務減少,減少的生態系統服務價值為ν,ν=ν人+ν自,其中ν人是因B的利用而減少的生態系統服務價值,ν自是由于B的利用引起自然生態系統的調整而減少的生態系統服務價值。計算由于B對生態系統服務的利用減少的生態系統服務作用于A的總數額應將ν自剔除,僅計算ν人。

第三,區分外部性價值與非外部性價值,計算B受益的價值或A受損的價值。上述u人同樣由兩部分組成,其一為A的投入使B額外受益的價值或A的投入能夠產生外部性的價值ω外,稱為外部性價值;其二為B沒有享用的價值或A的投入對B沒有產生外部性的價值ω非外,μ人=ω外+ω非外。因而,計算B受益的價值應僅計算ω外,不應將B原來享有的生態系統服務價值和ω非外計算在內。同理,ν人也由兩部分組成,其一為A額外減少的生態系統服務價值或B的行為對A具有外部性的價值為Y外;其二為A原本沒有享用的價值或B的行為對A沒有產生外部性的價值為Y非外,ν人=Y外+Y非外。因而,計算A受損的價值應僅計算Y外,不應將A原來享有的生態系統服務價值和Y非外計算在內。

綜上所述,計算B額外受益或A額外受損的生態系統服務價值,應首先從變化后總的生態系統服務價值中剝離出增量價值,然后從增量價值中區分出人造資本的價值,最后從人造資本的價值中提取外部性價值。外部性價值才是真實的B額外受益或A額外受損的生態系統服務價值。

生態系統服務價值評估過程中,原本計算R的難度就非常大,再區分μ、u人或ν人、ω外或Y外的難度可想而知。由于存在上述難點,A的投入所導致的B享用的增加的生態系統服務價值量的計算往往非常困難,不同類型、不同計算方法的生態系統服務價值差異極大,計算結果可信度不高,生態系統服務價值評估方法和手段亟待改進。

2.2.2 受損成本

受損成本一般包括直接成本、機會成本和發展成本。直接成本包括直接投入和直接損失。直接投入是為保護、恢復、維持和改善生態系統服務而投入的人力、物力和財力。直接損失是為糾正生態系統服務利用外部性或實現生態系統服務交易時給當地造成的損失。機會成本則是由資源選擇不同用途而產生的。機會成本是各國生態補償主要考慮的因素。發展成本主要是為保護、恢復、維持和改善生態系統服務、放棄部分發展權而導致的損失,也可能是個人因保護、恢復、維持和改善生態系統服務而犧牲的發展機會[2,8]。直接成本通過對生態系統作用過程中投入的人力、物力、財力等衡量,尚可計算;而機會成本和發展成本是未發生的,更由于社會經濟環境及市場的復雜性和不確定性而難以計算。

實踐中,受益、受損的影響因素、利益界定和成本與價值的計算極其復雜。第一,受益者和受損者地域邊界界定的高成本。一方面由于部分生態系統服務具有全球效應或大的區域效應,其服務范圍往往遠遠超出提供服務的生態系統所在的地域范圍,如溫室氣體減排,森林生態效益等,從而無法確定真實的生態系統服務的受益者和受損者的地域范圍;另一方面,生態系統服務具有流動性,如生態系統所提供的食物、原材料等的流動,使生態系統服務的受益者和受損者的地域范圍也隨之變動。上述兩方面都導致了受益者和受損者地域邊界界定成本極高。第二,社會、經濟、文化、倫理道德等因素的影響。不同地區、不同時間,不同人群所處自然、經濟、社會、文化環境會有很大的不同,風俗習慣、價值觀、社會文化網絡等對于特定的生態補償實踐中受益、受損的界定會出現較大的差異,導致了受益、受損界定的復雜性。基于上述原因,實踐中,往往通過利益相關方的談判確定生態補償標準[2]。因而,相關方的談判能力對補償標準的制定至關重要。

2.3 政府的作用

人類活動作用于生態系統類型分析中經常需要政府的介入,世界各國的生態補償實踐中,也不時閃現政府的影子。生態補償中,政府究竟扮演了什么樣的角色?

2.3.1 生態補償中政府介入的領域及作用

(1)制定規則。政府的重要職能之一是制定各項社會經濟活動規則,對社會經濟運行做出宏觀的規劃、指導和調控。我國各級政府為了保護和建設生態環境,制定了一系列規則,其中與生態補償相關的有:2000年國務院頒布的《生態環境保護綱要》和2003年頒布的促進西部開發建設的重要政策文件明確提出要建立我國的生態保護補償機制。其中《生態環境保護綱要》指出:“堅持誰開發誰保護,誰破壞誰恢復,誰使用誰付費制度。要明確生態環境保護的權、責、利,充分運用法律、經濟、行政和技術手段保護生態環境。”2004年,十六屆三中全會提出了科學發展觀,強調人與自然的和諧發展。十六屆五中全會發表的關于“十一五”規劃的公報中明確提出“按照誰開發誰保護,誰受益誰補償,加快建立生態補償機制”的要求。2005年12月頒布的《國務院關于落實科學發展觀加強環境保護的決定》提出,“我國推行有利于環境保護的經濟政策……要完善生態補償政策,盡快建立生態補償機制。中央和地方財政轉移支付應考慮生態補償因素,國家和地方可分別開展生態補償試點。”2005年6月溫家寶在中央民族工作會議上也提出了生態補償問題,當時主要是解決老少邊窮地區,特別是少數民族地區發展與保護的關系問題。2006年頒布的《中華人民共和國國民經濟和社會發展第十一個五年規劃綱要》等關系到中國未來環境與發展方向的綱領性文件都明確提出,要盡快建立生態補償機制;《水法》、《水污染防治法》、《森林法》、《礦產資源法》等相關法律;《退耕還林條例》、《礦產資源補償費征收管理規定》、《關于開展生態補償試點工作的指導意見》、《生態環境保護綱要》、排污收費制度、排污權交易制度、水權交易制度、《浙江省生態建設財政激勵機制暫行辦法》、《浙江省礦產資源管理條例》、《浙江省礦山自然生態環境保護與治理規劃》、《浙江省關于進一步完善生態補償機制的若干意見》、《廣東省環境保護規劃》、《江蘇省集體礦山企業和個體采礦業收費試行辦法》、《農村沼氣建設國債項目管理辦法(試行)》、《小型農田水利和水土保持補助費管理規定》、《黃河水權轉換管理實施辦法(試行)》、《黃河可供水量分配方案》、《黃河可供水量年度及干流水量調度方案》、《黃河水量調度管理辦法》等與生態補償直接或間接相關的條例、規定、意見、辦法、制度、方案及生態補償相關經濟合作政策等。世界各國的生態補償實踐都是在政府規則框架下展開的,隨著實踐的不斷深入,新的問題、新的現象不斷涌現,新的規則和制度也就不斷出現,以適應實踐發展的需求。

(2)組織實施。我國中央政府組織實施的重大生態環境建設工程,如退耕還林(草)工程、天然林保護工程、三北及長江流域等重點防護林體系建設工程、京津風沙源治理工程等。各級地方政府積極推動生態補償,如北京、浙江、江蘇、廣東、江西、內蒙古、寧夏、新疆等省、市、自治區的森林生態效益補償、流域生態補償、礦產資源開發補償、水權和排污權交易等生態補償相關實踐。各級地方政府還積極參與生態補償利益相關方談判和費用支付,如流域上下游補償中地方政府的財政轉移支付等。

(3)財政支持。①國務院關于進一步完善退耕還林政策措施的若干意見(2002年)。財政轉移支付。如以中央財政轉移支付的方式實施的退耕還林、天然林保護、退牧還草、三北及長江流域等重點防護林體系建設、京津風沙源治理等大型生態工程建設中的生態補償。地方政府組織的流域上下游財政轉移支付等。②建立專項基金。如中央財政森林生態效益補償基金,各省、市、自治區的森林生態效益補償基金等。③實行稅收優惠。④支持生態補償和生態系統服務價值評估等的科學研究等。

(4)國際合作。如參與生態補償領域國際談判與合作,接受國際組織捐贈等。

政府的介入顯著提高了生態補償的運行效率,降低了交易成本,保障了公平,促進了和諧,政府的監督執行也有力地杜絕了利益相關方部分漁利行為。

2.3.2 政府是否是利益相關方

雖然生態補償實踐中政府發揮了極其重要的作用,但政府不是生態補償的利益相關方。因為生態補償中,政府的作用表現在上述制定規則、組織實施、財政支持、國際合作和監督執行等領域,但政府既非生態補償受益者,也非受損者。財政轉移支付和專項基金屬于政府的費用支付,表面上政府受損了。但是深入考察政府資金來源可知,政府(包括中央政府)的資金來源于當代人(后代人缺位,自然不能付費)社會經濟活動中的各項稅費收入,即政府的財政資金來源于當代人,包括生態補償范疇內的受益者和受損者,也包括生態補償范疇之外的其他人。政府集中全民(中央政府)或區域內相關人群(地方政府)不同來源的資金,進行必要的、高效率的生態補償投入,使一國(中央政府的作用)或區域(地方政府的作用)的生態系統服務得以保護、恢復、維持和改善,使全民(中央政府)或區域內相關人群(地方政府)享受到更優良的生態系統服務。即當代人的稅費上繳通過政府又投資給了納稅人或繳費人,政府相當于生態補償中利益相關方的代理人。但生態補償實踐中,政府的高效、公平卻發揮了生態補償效益倍增器的作用,促進了生態補償高質量、高效率地實施。

如退耕還林工程明顯改善了生態環境,受益者是全區域乃至全國的當代人,受損者是參與退耕還林的農民。中央政府補償資金來源于全體受益者因受損者對生態系統服務的投入受益而增加的產出,將上述補償資金補償給受損者,在此過程中,中央政府既未受益、也未受損,但卻發揮了中央政府高效、公平和生態補償效益倍增器的作用。地方政府是工程執行機構,沒有從中受益;至于地方政府因退耕財政收入受損問題,應屬于國家實施退耕還林工程這一重大的戰略舉措的實施成本或運行成本,或者說地方政府退耕還林中的財政收入受損是由于中央政府的戰略決策而導致的。事實上,中央政府已經就此對地方政府實施了補償。實施退耕還林的縣,其農業稅收入減收部分,由中央財政以轉移支付的方式給予適當補助①。再比如,流域下游的地方政府通過橫向轉移支付向上游政府支付費用,表面上看,流域下游地方政府損失了大筆的財政收入。但事實上,流域上下游生態補償中,下游受益者是流域的個人、企業和組織,地方政府僅僅是他們的代理人,所支付的費用應來源于上述個人、企業和組織因享用生態系統服務而增加產出的稅收等(如沒有相關生態系統服務,可能就沒有這部分財政收入)。因此,下游地方政府不存在受損問題;同樣,上游地方政府接受的下游的補償也應該全部發放到上游因維護和改善生態系統服務而受損的群體手中,上游地方政府也僅僅是該過程的執行機構而非利益相關方。礦產資源開發補償中,各級政府將來自于礦產資源開發受益者的各類資源稅費投資于因礦產資源開發而受損的生態環境的恢復和改善,彌補了受損者的生態系統服務價值損失。森林生態效益補償中,各級政府將來自享用森林生態效益而受益者的資金,補償給因經營生態林而受損的人群,以激勵其改善生態系統服務的行為。等等。

綜上所述,中央政府和各級地方政府都不是生態補償的利益相關方。有時各級地方政府屬于中央生態補償決策的具體執行機構,中央政府應激勵地方政府,以充分發揮其在生態補償實踐中的作用;并應調動各方力量,如受益者、受損者、非政府組織等監督地方政府,避免其尋租行為[2]。總之,政府站在利益相關方之外,有利于更好地發揮其在生態補償中的職能,促進生態補償高質量、高效率地實施。

3 簡短的結論

通過人類活動對生態系統作用類型分析,首先將人類活動作用于生態系統過程中不屬于生態補償的4類活動界定在生態補償邊界之外,即未引起生態系統服務變化的人類活動、生態系統破壞行為、不可更新資源開發利用及對具有非公共物品屬性的生態系統服務的開發利用不屬于生態補償的范疇。然后通過歸納生態補償所應具備的必要條件,在剩余的人類作用于生態系統的活動中,篩選出具備條件的可能屬于生態補償的人類活動,即當代人群作用于生態系統的某類活動要能對當代其他人群和可更新的自然生態環境(包括可更新資源)共同產生影響,當代人類活動一定要具有外部性,生態補償通過調節相關方的利益關系,要能夠使該外部效應內部化。在上述基礎上,得出生態補償的基本概念,認為生態補償是調節相關方的利益關系,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續利用生態系統服務的一種手段或制度安排。

補償標準的確定是生態補償實踐中的核心問題之一。理論上,受損者獲補的依據為其額外受損的成本和生態系統服務價值之和;受益者付費的依據為其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所增加的額外的生態系統服務價值。其中,額外受益或受損的生態系統服務價值的計算要區分存量價值和增量價值、自然資本與人造資本、外部性價值與非外部性價值。受損成本包括直接成本、機會成本和發展成本。但由于受益者和受損者地域邊界界定的高成本、受損成本計算的復雜性、生態系統服務價值評估的高難度和社會、經濟、文化、倫理道德等因素的影響,實踐中往往通過利益相關方的談判確定最終的補償標準。

政府的介入顯著提高了生態補償的運行效率,降低了交易成本,保障了公平和諧,政府的監督執行也有力地杜絕了利益相關方部分漁利行為。通過對政府的作用和政府生態補償資金來源的分析,認為政府不是生態補償的利益相關方。政府站在利益相關方之外,有利于更好地發揮政府在生態補償中的職能,促進生態補償高質量、高效率地實施。

致謝:感謝中國21世紀議程管理中心周海林研究員、劉榮霞博士、中國社會科學院農村發展研究所譚秋成研究員、中國科學院地理科學與資源研究所謝高地研究員、中國社會科學院工業經濟研究所張其仔研究員、北京師范大學毛顯強教授對論文初稿提出了寶貴的修改意見。

(編輯:李 琪)

References)

[1]閔慶文,甄霖,楊光梅.自然保護區生態補償研究與實踐進展[J].生態與農村環境學報,2007,23(1):81-84.[Min Qingwen,Zhen Lin,Yang Guangmei.Progress of Researches and Practices of Ecological Compensation of Natural Reserves[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2007,23(1):81-84.]

[2]中國21世紀議程管理中心.生態補償原理與應用[M].北京:社會科學文獻出版社,2009:60.[The Administrative Center for China’s Agenda 21.The Theory and Application of Eco-Compensation[M].Beijing:Social Sciences Academic Press(China),2009:60.]

[3]《環境科學大辭典》編委會.環境科學大辭典[M].北京:中國環境科學出版社,1991:326.[Editorial Committee for Thesaurus of Environmental Science.Thesaurus ofEnvironmentalScience[M].Beijing:Chinese Environmental Science Press,1991:326.]

[4]莊國泰,高鵬,王學軍.中國生態環境補償費的理論與實踐[J].中國環境科學,1995,15(6):413-418.[Zhuang Guotai,Gao Peng,Wang Xuejun.TheoryandPracticeoftheLevy onEcological Environmental Compensation in China[J].China Environmental Science,1995,15(6):413-418.]

[5]孫新章,謝高地,張其仔等.中國生態補償的實踐及其政策取向[J].資源科學,2006,28(4):25-30.[Sun Xinzhang,Xie Gaodi,Zhang Qizi,etal.EcologicalCompensationPracticeandPolicy Orientation in China[J].Resources Science,2006,28(4):25-30.]

[6]中國生態補償機制與政策研究課題組.中國生態補償機制與政策研究[M].北京:科學出版社,2007.[Task Force on Eco-Compensation Mechanisms and Policies,CCICED.Eco-Compensation Mechanisms and Policies in China[M].Beijing:Science Press,2007.]

[7]《中國資源科學百科全書》編輯委員會編著.中國資源科學百科全書[M].北京:中國大百科全書出版社,2000:136.[Editorial Committee forChinaEncyclopediaofResourcesScience.China Encyclopedia of Resources Science[M].Beijing:Encyclopedia of China Publishing House,2000:136.]

[8]譚秋成.關于生態補償標準和機制[J].中國人口·資源與環境,2009,19(6):1-6.[Tan Qiucheng.Eco-compensation Standard and Mechanism[M].China Population Resources and Environment,2009,19(6):1-6.]

[9]Roland B A de Groot,Leon M.Hermans.Broadening the Picture:Negotiating Payment Schemes for Water-related Environmental Services in the Netherlands[J].Ecological Economics,2009,(68):2760-2767.

[10]M Quintero,S Wunder,R D Estrada.For Services Rendered?Modeling Hydrology and Livelihoods in Andean Payments forEnvironmental Services Schemes[J].Forest Ecology and Management,2009,(258):1871-1880.

[11]Annika H?ft,Jürgen Müller,B?rbel Gerowitt.Vegetation Indicators forGrazing Activities on Grassland to be Implemented in Outcome-oriented Agri-environmental Payment Schemes in North-EastGermany[J].Ecological Indicators,2010(10):719-726.

[12]D N Barton,D P Faith,G M Rusch,et al.Paniagua,M.Castro.Environmental Service Payments:Evaluating Biodiversity Conservation Trade-offs and Cost-efficiency in the Osa Conservation Area,Costa Rica[J].Journal of Environmental Management,2009(90):901-911.

[13]Szvetlana Acs,Nick Hanley,Martin Dallimer,et al.Armsworth.The Effect of Decoupling on Marginal Agricultural Systems:Implications for Farm Incomes,Land Use and Upland Ecology[J].Land Use Policy,2010,(27):550-563.

[14]Jaboury Ghazoul,Claude G arcia,C G Kushalappa.Landscape Labeling:A Concept for Next-generation Payment for Ecosystem Service Schemes[J].Forest Ecology and Management,2009,(258):1889-1895.

[15]J Calvo-Alvarado,B McLennan,A Sánchez-Azofeifa,T Garvin.Deforestation and Forest Restoration in Guanacaste,Costa Rica:Putting Conservation Policies in Context[J].Forest Ecology and Management,2009,(258):931-940.

[16]Astrid Zabel,Brian Roe.Optimal Design of Pro-conservation Incentives[J].Ecological Economics,2009,(69):126-134.

[17]B Kelsey Jack.Upstream-downstreamTransactionsandWatershed Externalities:Experimental Evidence from Kenya[J].Ecological Economics,2009,(68):1813-1824.

[18]SuzanneElizabeth Vedel,Bo Jellesmark Thorsen,Jette Bredahl.Jacobsen.First-movers,Non-movers,and Social Gains from Subsidising Entry in Markets for Nature-based Recreational G oods[J].Ecological Economics,2009,(68):2363-2371.

[19]Jacques Pollini.Agroforestry and the Search for Alternatives to Slashand-bum Cultivation:From Technological Optimism to aPolitical EconomyofDeforestation[J].Agriculture,Ecosystemsand Environment,2009,(133):48-60.

[20]Rhona F Barr,Susana Mourato.Investigating the Potential for Marine ResourceProtectionThroughEnvironmentalServiceMarkets:An Exploratory Study from La Paz,Mexico[J].Ocean&Management,2009,(52):568-577.

[21]Benjamin Blom,Terry Sunderland,Daniel Murdiyarso.Getting REDD to Work Locally:Lessons Learned from Integrated Conservation and Development Projects[J].Environmental Science&Policy,2010,(13):164-172.

[22]Lorena Ashworth,Mauricio Quesada,Alejandro Casas,et al.Pollinatordependent Food Production in Mexico[J].Biological Conservation,2009,(142):1050-1057.

AbstractRolesof human activities to ecological system can be divided into ten possible types.Human activities,destroyof ecological system and development and utilization of non-reweable resources that have not changed ecological system service and development and utilization of ecological system service with non-public article attribute,are not ecological compensation.Through adjusting relations of stakeholders in ecological system service with public article attribute and quasi-public article attribute,ecological system service realizes interalization of external effect and sustainable utilization of ecological system.Theoretically,sufferer obtains compensation according to the cost of loss and ecological service value.Beneficiary pays according to benefits from developing ecological system service or enjoying extra ecological system service value.When evaluting ecological system service value,ecological system service value can be divided into stock value and incremental value in total ecological system service value.Incremental value can be divided into natural capital and artificial capital.External value is obtained from artifical capital.The cost of loss consists of direct cost,opportunity cost and devlopment cost.The final compensation standard is determined through negotiation of stakeholders in practice.Intervening of government obviously improves running efficiency of ecological compensation,reduces trade cost and ensures equity and harmony.However,government is not the stakeholder of ecological compensation.The government playing a role beyond stakeholds is better to realize its function in ecological compensation,improve ecological compensation quality and improve efficiency of implementaion.

Key wordsecological compensation;ecological system service;externality;stakeholder;compensation standard;government

Concept and Standard of Ecological Compensation,and Role of Government:Based on Types of the Roles of Human Activities to Ecological System

WANG Xing-jie1,2ZHANG Qian-zhi3LIU Xiao-wen1WEN Wu-jun1
(1.Research Center for Sustainable Development of Shandong Province,Jinan Shandong 250014,China;
2.Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research,CAS,Beijing 100101,China;
3.Land Expropriation and House Demolition Center of High-tech Development Z one of Jinan City,Jinnan Shandong 250101,China)

F062.2,X22

A

1002-2104(2010)05-0041-10

10.3969/j.issn.1002-2104.2010.05.008

2010-03-06

王興杰,博士生,助理研究員,主要研究方向為資源經濟與資源政策。

溫武軍,博士,副教授,主要研究方向為生物資源及其可持續利用。

＊“十一五”國家科技支撐計劃重點項目“提高區域協調度的多尺度計算機仿真技術研發”(No.2006BAC18B00)“生態補償關鍵技術開發與示范應用”課題(No.2006BAC18B04)成果。