生態治理項目的交易成本及其績效評價

□樊勝岳 楊建東 陳玉玲

[中央民族大學 北京 100081]

自20世紀末以來，我國相繼開展了退耕還林、草地禁牧、防護林建設、天然林保護、京津風沙源治理、小流域治理等大規模的生態建設工程。這些生態治理項目的作用效果和績效評價，是許多學者關注和研究的重點問題之一[1～6]。生態治理項目的績效評價，是一個多學科相互交叉的領域，其評價方法大致有三種：一是以生態服務價值為基礎的生態效益、經濟效益和社會效益的評價[7～9]。這種僅僅關注生態項目結果的評價方法，由于沒有考慮參與生態建設的政府和農戶雙方的行為過程，無法回答該項目是否公平與可持續等重大問題，更無法納入政府績效評價的體系中。二是以公共價值為基礎的政府績效評價。公共價值管理是在新公共管理之后興起的新公共行政范式[10～12]。然而基于公共價值的政府績效評價在我國管理學領域仍處在研究和實踐探索中，能夠直接借鑒并用于生態項目績效評價的研究成果較少[13～14]。三是以農戶行為和交易成本分析為基礎的生態項目績效評價。

本文在借鑒生態環境政策交易成本分析領域已有研究成果的基礎上，引入交易成本及其結構指數的概念，確定生態治理項目的交易成本分析框架和計算方法，根據成本結構的概念，設計結構指數和績效指數，對不同生態建設項目績效進行評價。選取位于北京周邊生態建設重點地區的河北省赤城縣為案例，計算4種生態建設政策的交易成本和績效指數，探討利用這些指標對不同生態項目的績效進行評價和對比的可行性。

一、交易成本、結構指數和績效指數的概念及計算方法

（一）交易成本的概念與應用

科斯（Ronald Coase）在《企業的性質》一文中運用交易成本解釋企業存在的原因，但是并沒有告訴我們什么是交易成本[15]。在1960年的《社會成本問題》中，科斯對交易成本內容作了界定,認為交易成本是規定和實施構成交易基礎的契約的成本，因而包含了那些從貿易中獲取的政治和經濟組織的所有成本[16]。

交易成本理論被逐漸應用于生態環境領域的多個方面：Soloman探討了交易成本在可交易的排污權運行中的作用以及環境保護中激勵機制的設計問題[17]。Colby研究從農用水資源向其他用途轉移時政策引致的交易成本，包括律師費、工程與水文研究費用、法庭運行成本以及管理機構運行的成本[18]。McCann和Easter在研究密蘇里河非點源污染控制項目時，測度了非點源污染控制的4種不同政策的交易成本[19]。沈滿洪在研究水權交易制度設計時，把水資源的交易成本劃分為[20]：搜尋信息的成本、討價還價的成本、簽訂合約的成本、水權計量的成本、監督對方違約的成本、違約后尋求賠償的成本、保護水權以防第三者侵權的成本等7個方面。然而，由于生態環境政策執行過程中涉及多重行為主體，且資料取得比較困難，因而生態環境政策交易成本的具體測算，以及從交易成本的角度探討生態治理項目的運行才剛起步[21～23]。

（二）交易成本的計算方法

威廉姆森對交易成本進行了更加深入的研究，將交易成本區分為事前、事中和事后成本[24]。其中，事前成本包括：搜尋成本、信息成本、議價成本、決策成本；事中成本包括：兩方調整適應不良的談判成本、建構及營運的成本、為解決雙方的糾紛與爭執而必須設置的相關成本；事后成本包括：監督交易進行的成本、違約成本等。生態建設政策的交易成本的計算公式，根據威廉姆森的框架，參考E.弗魯博頓和R.芮切特對交易成本估算的分析結論[25]，確定由如下幾個部分構成：

1．搜尋信息成本（C1）

生態建設工程項目規劃費用（C11）、項目可行性論證費用（C12）、報請審批費用（C13）、項目分解和布置費用（C14）、項目宣傳費用（C15）。

2．簽訂合約的成本（C2）

前往項目實施區的出差費用（C21）、合同書的印刷費用（C22）、土地面積丈量費用（C23）、農戶宣傳費用（C24）、合同簽訂費用（C25）。

3．建設及營運成本（C3）

中央政府組織實施費用（C31）、省級政府組織實施費用（C32）、縣級政府的實施費用（C33）、營運費用（C34）。

4．監督違約成本（C4）

省級項目驗收成本（C41）、縣級監督對方是否違約成本（C4）、監測監督費用（C42）、鄉級項目督查費用（C43）、專職生態管理員費用（C44）、發現違約費用（C45）。

5．違約后尋求賠償成本（C5）

這部分主要涉及一項違約處罰費用（C51）。

交易成本計算也許還涉及其他因素，但主要是上述5個方面的成本，那么生態建設項目執行過程中總交易成本及其變量，可以用下式表示：

（5）式：β為貼現率、T為生態政策實施的時段。

（三）結構指數、績效指數的涵義及其度量

引入交易成本的概念，是制度經濟學一個歷史性的理論創新。交易成本理論重視對制度本身的研究，它在充分分析市場交易契約的基礎上，將整個“締約”過程所產生的費用進行計量，并將所估算的交易成本大小作為評價制度優劣的標準。這在很大程度上解決了制度績效的評估問題，使得對制度的研究得以大步推進。然而，將交易成本大小作為制度績效的評價標準存在一定的局限性。交易成本在制度的縱向對比中往往比較有效，但應用于不同制度的橫向比較時，就存在明顯的不足。不同的生態項目的交易成本大小是不能直接比較的。例如，某地區退耕還林項目執行期間的平均交易成本為500元·hm-2，而草原禁牧政策同期的平均交易成本為50元·hm-2，并不能說明草原禁牧政策比退耕還林政策好。它們之間的比較，要看交易成本的結構和總成本結構。

為了解決這個難題，本文通過對生態建設過程中綜合成本的結構分析，建立結構指數和績效指數，達到對不同制度客觀評價的目的。構建結構指數，需要考慮以下三個因素：

1．內生交易成本

楊小凱將交易成本分為內生交易成本與外生交易成本兩個部分[26]。外生交易成本是交易決策前可預測到的，在交易過程中實際發生的各種直接或間接費用。內生交易成本是由于交易主體的機會主義行為所引起的經濟損失，即由于機會主義的存在使交易者違背合約，造成現實均衡偏離理想均衡的成本[26～27]。

在內生交易成本理論的視野下，生態建設政策的行為主體——政府與農戶的機會主義行為是內生交易成本的根源。農戶是生態建設政策的直接參與者，擁有政府所無法充分掌握的信息，形成信息不對稱，直接引發農戶的機會主義動機。另一方面，生態建設項目往往使農戶被迫改變熟悉的生產方式，如牧民不得放牧，農民不得耕種等，造成家庭收入來源的重大變化。年輕人能夠走出農村，到城里務工，留守的老人卻很難改變這種生活方式，當家庭沒有收入來源時，他們只能選擇“重操舊業”。這些原因誘發農戶違背契約內容，造成政策結果的偏離。

內生交易成本與外生交易成本存在相互替代的關系[28]。人們可以增加搜尋信息、議定合同、執行合同等費用，從而減少內生交易成本，兩者達到均衡狀態時，制度績效達到最優。在生態治理過程中，地方政府通過雇傭管理員和分派工作人員的方式管理生態工程，對違約行為進行處罰。長期的管理過程也是管理者與被管理者相互熟悉的過程，一旦彼此熟悉后，管理就變得困難：管理形式由“強制處罰”到“偶爾處罰”再到“口頭警告”。所以內生交易成本存在剛性，即使加大外生交易成本，也無法降低內生交易成本。

由此可見，在生態建設項目中，內生交易成本處于主導地位。內生交易成本的大小可以作為生態建設項目績效評價的一條主要線索。直接比較兩個生態項目的內生或者外生交易成本占總交易成本的比例，顯然可以大致判斷出哪一個生態項目更好。

2．農戶對生態建設項目的投入

在我國所有的生態建設過程中，始終貫穿著政府和農戶這兩大行為主體。它們所處的地位不同，在生態治理過程中的目標是不同的。農戶是生態治理的具體實施者，其行為目標是經濟效益的最大化和風險的最小化[29～31]。為了降低風險，農戶會犧牲部分經濟利益。在生態治理中，把植樹造林、恢復植被變成他們行為的直接動力，來自于政府的生態補償。因此，生態補償費用大于或者等于農民生態建設的機會成本，并且能夠足額發放給農戶，是生態治理工程能否成功和持續的關鍵[32～34]。

我國生態建設項目的目的就是恢復或重建一個生態系統，使其提供生態服務這種公共物品。森林、草原等生態服務的受益范圍廣闊，應該采取政府投資的方式。政府對農戶參與生態建設給予勞動報酬，對使用農牧民土地進行生態建設造成的經濟損失給予生態補償，并出資購買重建生態系統所帶來的生態服務價值[3]。

然而在我國生態建設項目的執行過程中，為了降低生態建設的費用，一般采取以國家投資為主體，地方政府匹配投資為輔的方式，農戶需要對生態建設項目投資或投勞，并且對生態建設土地使用所造成的經濟損失，只能獲得較低的生態補償或者沒有補償。這類犧牲農戶利益的由政府機關強力推行的項目，執行難度較大，實施效果不顯著。例如，本世紀初，寧夏、北京、河北、內蒙古、陜西和青海等6省區相繼發布了全面封山禁牧的決定，全國共有25個省區的1100個縣全部或部分實施了封山禁牧，范圍達67萬km2。在環境保護日益成為政府硬約束的情況下，官方主導的自上而下的強制性禁牧政策正獲得越來越多的擁躉。但這種自上而下的禁牧政策在實施了多年之后逐漸走向了式微，面臨著越來越多的困境，其過渡性意味愈發明顯[35～37]。可見，農戶投入的大小是衡量一個生態治理政策的重要標準。

3．交易成本的比重

交易成本是經濟活動的重要變量。從歷史的角度來看，交易費用和轉換費用一樣都是經濟增長的限制因素[38]。具體來說，交易成本不僅影響生產的契約安排，而且影響市場中生產和提供的商品以及服務的數量和類型。甚至可以說，交易費用從根本上決定著哪些經濟生產活動和市場交易會發生，何種組織和專業將幸存，以及特定市場里某個人或者某個團體的興盛[25]。

新制度經濟學家都把交易費用看作是人類社會財富和稀缺資源的損耗，是一種經濟運行的“摩擦力”。制度的出現及其重要作用正是為了降低交易費用。與此相關，新制度經濟學家還把交易費用看作是一種制度成本，或者說是一個判斷制度效率的指標。交易費用越高，說明制度的效率越低，反之亦然。林毅夫認為，制度安排的選擇將包括對費用和效益的計算。在生產和交易費用給定的情況下，能提供較多服務的制度安排是較有效的制度安排。換句話講，如果兩種制度提供的服務數量相等，那么費用較低的制度安排是較有效的制度安排[39]。經濟制度變遷的目的是為了降低交易費用，那么，隨著制度的進步和完善，每筆交易的交易費用會下降。

4．結構指數、績效指數及其權重

根據上述分析，生態建設項目的結構指數應該包含如下三個部分：內生交易成本占交易成本的比重，農戶投入占生態建設項目生產成本的比重，交易成本占交易成本與生產成本之和的比重。這三者加權平均值構成了結構指數。

內生交易成本用ENTRC表示；生態項目生產成本用PROCOST表示，其中gC、fC分別為政府對該項目的投資和農戶對該項目的投入資金；生態項目總成本用TOTCOST 表示；成本結構指數用TRCINDEX表示；績效指數用PFINDEX表示。它們的關系如下：

（9）式權重的確定如下：

對于交易成本占總成本比重Tρ的測量，宏觀層面的代表性論著為：Wallis和North在研究中首次對交易費用進行測度[38]。在他們的研究中，整個經濟部門被分為交易部門和轉換部門，交易費用來源于兩部門的交易費用之和，而交易部門的交易費用以該部門所利用的資源的總價值表示，轉換部門的交易費用以該部門從事交易服務的職員人數和薪水的乘積來計算。最終他們計算出美國的交易費用占國民生產總值的比重由1870年的24.9%～26%增加到1970年的46.66%～54.71%.Wallis和North提出的方法隨后在交易費用的測度上被廣泛使用。

微觀層面的代表性研究為：McCann和Easter利用國家資源保護服務部門所收集的數據，對減少非點源污染政策的交易費用進行了測度。結果顯示其交易費用占總資源保護成本的38%，驗證了作者提出的將交易成本作為評判政策的經濟效率指標的假設[40]。

對于內生交易成本占交易成本的比重，則較少研究。根據筆者對于生態建設項目的大量調查，其最大值小于90%。

根據上述分析，本文分別確定max{ρEi}=0.90，max{ρfi}=1.00，max{ρEi}=0.65

（四）績效指數的等級劃分

成本結構指數，包含了交易成本及其內部交易結構和農戶投入占總生產成本的比重等三重指標，全面反映了綜合成本的結構，是對生態政策過程比較具體而準確的定量描述，它可以揭示政策如何作用于生態建設的內部機制，反映政策執行過程中農戶和政府的行為博弈，提供生態政策作用方式和強度的具體解釋，完全可以作為生態建設項目的績效評價指標。

績效指數和結構指數的關系見公式（10）。生態建設項目績效指數最大為1，最小為0。指數數值越大，說明該政策交易成本中內生交易成本越低，對參加生態建設的農戶的生態補償越高，利用政府行政資源越少，農戶對生態建設投入的比重越少，農戶積極性越高，因此也就越是一個好政策。為了直觀反映效果，把生態建設 政策績效指數0.0000～1.0000劃分為5個等級。具體劃分指標和含義見表1。

表1 生態建設政策績效指數劃分

二、赤城縣生態建設項目交易成本與績效分析

（一）實施的生態項目與數據獲得

赤城縣自進入21世紀以來，主要開展了京津風沙源治理工程、首都水資源可持續利用工程（以下簡稱首水項目）和全面禁牧政策。本文選擇退耕還林、首水工程、小流域治理、全面禁止放牧4種生態建設項目，對其進行交易成本績效的評價。這4項生態項目的實施概況，見本刊本期《生態建設項目的公共價值績效及其內部結構》一文。

數據獲取步驟如下：2012年10月和2013年7月，由作者參加的研究小組對河北省林業廳、赤城縣有關單位進行實地調研，詳細了解生態建設項目的具體實施步驟和實施結果。

在河北省林業廳，調查全省退耕還林工程、首水工程和小流域治理項目的實施步驟、范圍、面積、生態補償、投資等情況，并具體調查如下數據：項目規劃費用、項目可行性論證費用、報請審批費用、項目分解和布置費用、項目宣傳費用、前往項目實施區的出差費用、省級政府組織實施費用、省級項目驗收成本、違約處罰等。把這些獲得的數據平均分解到單位面積上。

在赤城縣林業局，調查當地落實退耕還林還草工程的分布、面積、年度實施進度、補償糧款發放以及實施過程中存在的問題等。具體調查數據主要有：上述三項工程年度實施面積、生態補償年度發放、項目分解和布置費用、合同書的印刷費用、土地面積丈量費用、農戶宣傳費用、合同簽訂、縣級政府的實施費用、農戶投入費用、縣級監測監督費用、鄉級項目督查費用、村級管理員費用、發現違約費用、違約后尋求賠償成本、違約處罰費用等。

在赤城縣水務局，調查首水工程和小流域治理的具體實施情況、過程和相關數據；禁牧政策是由赤城縣政府制定，并由水務局、林業局具體負責實施的。后來成立禁牧大隊，專門負責全縣的禁牧工作。在禁牧大隊，調查禁牧政策實施的地域、面積、年度實施進度以及實施過程中存在問題等。具體調查數據與上述退耕還林類似，不再贅述。

農戶調查和本刊本期《生態建設項目的公共價值績效及其內部結構》中的農戶調研類似。

（二）交易成本及績效的計算結果分析

1．交易成本的計算結果分析

根據調查獲得的數據，運用交易成本計算公式（1）～（5），分別計算出首水項目、退耕還林、小流域治理和全面禁牧4種生態建設項目的平均交易成本，見表2。

表2 4種生態建設項目的交易成本及其構成

從表2可以看出，退耕還林的交易成本最高，為474.49元.hm-2.a-1，全面禁牧的交易成本最低，為23.72元.hm-2.a-1。首水工程和小流域治理的交易成本分別為20.40元.hm-2.a-1和320.37元.hm-2.a-1。它們的建設內容類似，但是小流域治理的交易費用是首水工程的1.60倍。

在這4項生態建設項目的交易成本構成中，退耕還林的建設及營運成本所占比例最高，為80.96%；首水工程、小流域治理和全面禁牧的監督違約成本所占比例最高，分別是59.93%、76.04%和77.28%。全面禁牧因為沒有生態補償和投資，農戶參與性很差，監督違約成本很高是預料中的事件。然而首水工程、小流域治理這樣的水土保持項目，由于采用工程招標的方式，水務局把工程項目委托給工程公司承包，公司再組織當地農工施行。這樣水務局就省去了親自組織農戶從事水土保持項目的具體事務，而將工作放到具體的監督檢查方面，這是造成項目監督成本很高的主要原因。

2．生態建設項目執行期間的平均績效

生態建設項目實施期間的績效，可以通過績效指數來體現。首水工程、退耕還林項目的績效指數分別為0.8286和0.8625，績效級別為很好；小流域治理的績效指數為0.6831，績效級別是較好；全面禁牧的績效指數為0.1408，績效級別為很差。

小流域治理與首水工程的建設內容類似，造成其績效差異的主要原因在于資金投入方式的不同。首水工程投資標準為30萬元/km2，全部由國家投入。小流域治理屬于京津風沙源治理項目中的子項目，國家與地方投資比例為2：1，國家投資20萬元/km2，地方配套10萬元/km2，地方政府將配套投資這部分轉嫁給了農戶。在項目建設的11年間，農戶投入勞動折合投資總計1421萬元，占總投資額20.70%。農戶較高的勞動投入，挫傷了他們參與工程建設的積極性，造成小流域治理的績效低于首水工程績效。

3．項目執行期間的績效變化

生態治理項目作為一種制度安排，其變化的過程是兩大行為主體——農戶與政府追求各自利益并最終達到均衡的過程。由于政府是政策的供給者，在設計政策時就已經反映了自己的利益追求。因此，生態治理項目績效的變化，是生態治理政策演化的過程中農戶發現需求、追求利益的過程。探究生態治理項目績效的變化，不僅能讓我們詳細了解政策的執行過程，也能讓我們對兩個行為主體的利益追求及其在不同環境所做的選擇有深刻的了解。本文構建的結構指數為此提供了一個便捷的途徑。

圖1 4項生態建設項目執行期間的績效變化

圖1是赤城縣4項生態建設項目執行期間的績效變化。從圖1上可以看出，赤城縣4項生態項目的績效變化都比較平穩。下面對績效指數的變化，做進一步分析。

首水工程在執行過程中，績效指數從2003年最高的0.9628到2012年的0.8301，趨勢是逐步平緩下降，但是績效指數都在很好的級別中；自政策實施以來，面對物價上漲、勞動力價格上升、技術變遷等外部環境的巨大變化，政策內部始終保持均衡狀態，農戶利益也沒有受到顯著損失，使政策效益與農戶利益維持在一個平衡點。可見，首水項目是一個績效穩定的生態項目。

退耕還林項目為農戶提供生態補償，解決農戶生計問題，深受當地群眾歡迎。自2003年工程啟動以來，政策穩定，從工程設計、宣傳、下達，到工程實施、監測、管護、驗收，都未發生重大變化。績效指數在2003～2006年一直上升，2007年有一個突然下降。這是因為退耕還林到2006年底完成所有退耕任務，政府不再安排退耕任務，只安排未匹配完成的荒山造林，農戶不需要再投入勞動力在造林上，而是進行一些必要的樹林撫育。此后幾年時間，農戶勞動力轉移，家庭投資結構改變，收入結構有了很大變化。自2008年起，退耕還林項目績效指數開始上升，績效級別為很好。

小流域治理項目實施時段內績效指數一直保持在較好的區間。該項目實施初期，要求農戶投入大量的無償勞動。2000～2005年期間，農戶投入占項目總投資的比重高達33.47%，工程緊張的年份，這個比重甚至超過40%。較多的無償勞動挫傷了農戶的積極性，他們采取在施工中消極怠工或者直接不參與施工，工程項目因此實施緩慢。政府意識到問題的根源所在，迅速作出調整。2007年開始不再要求農戶無償勞動投入，全部投資額由國家撥款。這個改變起到了立竿見影的效果，農戶的積極性被調動起來，項目得以順利推進。因此，從2007年開始，小流域治理項目的績效指數由2005年的0.6214上升到0.6920，并保持在較高水平，見圖2。

圖2 小流域治理項目績效指數及其內部結構變化

全面禁牧自2003年實施以來，其績效指數都在0.18以下，是一個績效很差的生態項目。但是從2009年以后，績效指數上升至0.1499，2010年下降后再度上升。根據績效指數的含義，禁牧政策的績效似乎已經得到提升。然而，根據我們的調查，事實并非如此，績效指數的轉變是禁牧政策陷入僵局引起的。

禁牧政策是一項自上而下的生態政策，上級政府將禁牧內容列為下級政府的政治任務，加大了政策的效力。在政策執行初期，赤城縣政府就投入了大量人力財力物力，加大宣傳，嚴格監管。后來水務局撤銷禁牧派出所，全縣禁牧工作由森林公安局直接對接，禁牧政策由政治任務轉為常規性活動。然而，2009年以來隨著羊肉價格上漲，農民養羊的熱情空前高漲，放牧頻率和范圍加大，維權意識加強，禁牧的難度進一步加大。另外，多年來的禁牧政策取得一定效果，植被長勢良好，為森林火災帶來了隱患，每年3月份到10月份，政府都得加派護林員防火防災。在多方因素作用下，政府采取有彈性的禁牧政策，表現在處罰標準改變：原來發現偷牧，每只羊罰款10元，到現在調整為2～10元。監管人員在遇到情節不是很嚴重且農民的認錯態度良好時，則只是做出口頭警告。其次，在時間和空間上，禁牧大隊基本默許村民在夜間放牧，并適當降低遠離城鎮及公路周邊的管理力度。如有領導視察，則提前通知農民不要出來放牧。這些變化反映在交易成本結構上，則是交易成本降低，農戶投入減少，最后導致績效指數的升高。然而這種變化并不是制度優化使行為主體摩擦減少的結果，而是政策實施者懈怠造成的。

三、結論和討論

生態建設項目交易成本及績效計算是發現不同的生態項目是否順利實施和存在問題的一種較好的方法。它不僅可以用來評價生態建設項目的績效，同時可以為政策的完善以及政策演進提供一個清晰的思路。生態政策的設計，無疑應該沿著降低內生交易成本、充分尊重生態建設者農戶的利益的角度去選擇。

通過交易成本和績效指數變化來分析生態建設項目的實施結果，存在類似于全面禁牧政策那樣的績效指數上升，而實際上實施效果下降的問題。這是因為，一種生態建設項目實施難度很大，就會造成內生交易成本居高不下。如果該項目監測監督的外部環境發生變化，則實施部門就可能懈怠導致該項目實施軌跡的變形，逐步演化為實際失效，使交易成本分析無法獲得真實數據。而這種缺陷可以通過對相同生態建設項目公共價值績效的過程績效的結構分析來得到解決。對此另文詳述。

通過對典型地區4種生態建設政策相互比較的應用結果可以看出，本文提出的交易成本及績效指數方法是可行的，這將為生態建設項目的比較和績效評價提供一個嶄新的視角。

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