无功补偿技术综述（共7篇）
无功补偿技术综述 篇1
无功补偿技术就是对电网中的设备,例如变压器、电动机等所消耗的功率进行补偿的技术,通过此项技术的应用能够极大的减轻电流的增加,确保用电设备不会承受过重的负担,同时,如果控制不好功率的增大就会对用电器的容量造成威胁,也就是会消耗更多的电量,不仅提高了电力系统的成本,也不利于能源的节约。
1基于柔性交流输电系统的无功补偿技术
柔性交流输电系统在我国电网中的应用最为广泛,也是经济价值较高的一种电力系统,应用静止无功补偿器能够并联多种电容器,通过控制与电抗器串联的双向晶闸管的导通角 , 既可以向系统输送感性无功电流 , 又可以向系统输送容性无功电流。这是由于补偿器的响应周期很短,并且具有极强的灵活性,能够连续不间断的输出功率,在其运行的过程中技术人员应当根据输出电流的大小来判断应当安装的电容数值,并且通过实验确保整个电网的安全运行和最大输出功率的实现,一旦发生用电安全问题可以采用消除电容组数的方式缓解,减轻大量电容对补偿器运行的负担,还可以采取协调配合的方式,也就是将电容器的切换时间调整开来,尽可能的减少冲突的发生。
2无功补偿技术的相应功能
2.1信号检测技术
目前对电网系统的检测方法包括区域控制实时分析法、频域分析分解法以及瞬时无功功率检测法等,这些方法都有各自的优缺点,技术人员应该根据实际的用电状况和电网的配置综合考虑选择。目前备受关注的基于广义瞬时无功功率检测法可以在电网电压不对称或畸变的情况下 , 仍能精确地分离出基波正序瞬时无功电流和不对称及高次谐波瞬时无功功率电流 , 并对它们进行有选择性的补偿或完全补偿,该方法以其快速精确的优点成为目前研究的热点。
2.2装置自身谐波消除技术
无功补偿设备具有自身的谐波消除功能,这是一种在消除电网谐波电流的同时不损伤自身功能的技术,一些做法是安装过滤器,但这样会极大的提高电力系统的运行成本,而采用电子电力逆变技术却能够很好的消除电流中的谐波。首先,由于逆变器所输出的电流形状是呈现不规则的脉冲状态,需要根据不同的逆变器测量出波峰之间的差值,并绘制出正弦曲线,以便于更好的分析用电高峰期电网的输出功率和安全指标,需要注意的是防止出现波形的叠加,这样不仅会影响谐波的消除效果,还会对电网的运行安全造成严重的威胁。其次,无功补偿技术中的正弦脉宽调制技术能够制作出我们期望中的正弦曲线,通过期望值与实际值的对比,找出电网设计中需要改进的地方,实现无功补偿的正弦化,也就是实现对补偿电流相位及大小的控制,对电网系统的动态补偿提供科学的技术支持。最后,就是组合相移技术,这种技术能够帮助无功补偿装置输出更好的波形,便于技术人员的研究和整个电网的输出量的控制,利用组合相移技术还可以提高开关器件的使用频率,但是对于大容量的开关控制还是有限的,但在原则上可以通过改进单元三角波载的相位提升相差的固定角度,也就是避免无功补偿器的输出波形的重叠,因此,将相移技术与多重化的脉宽调制技术结合在一起能够极大的减少电流的输出,不仅节省了电力资源,也为电网的用电安全和使用效率提供了极大的保障。
3应用无功补偿及时实现供用电双方共赢
3.1无功补偿与节能降耗的关系
无功补偿在电网的运行中起着至关重要的作用,这是由于在电源的供应过程中涉及到电能的转换问题,变压器也要依托于无功补偿的原理进行工作,并且,如果变电站距离供电区域较远,使用无功功率将电能输送到制定位置就能够极大的节约能源,并减少电网中有用功的消耗,提升用电质量。另一方面,电网中会有很多电能损失,尤其是三相交流系统更需要大容量的传输设备,确保在电阻和电抗之间不会有大量的电能损失,其中,管理线损是由于计量数据的误差而引起的,或者是管理过程中出现失误和疏忽导致抄表核算的遗漏和错误,因此,一定要加强无功补偿器的管理。而技术线损也是电网中耗能较大的环节,技术线损包括可变损耗和不变损耗,其受到电压高低和运输距离远近的影响,通过理论的分析和实地的调查能够找出电能损失的原因,从而采取有效措施解决。
3.2低压配电网无功补偿的方法
低压配电网的无功补偿方法首先包括随机补偿法,这种方法消耗的成本很低,但是不能够针对具体的问题进行解决,随机补偿是将低压电容器与保护装置的电机连接在一起,从而很好的限制用电单位的无功负荷 [3]。其次,随器补偿法是根据低压电容器的型号以及保险的连接位置而进行无功补偿的,通过降低保险配电器的两侧的电压使配变在轻载或空载是可以达到无功负荷,其优点是接线简单,管理和维护也非常方便,因此能够有效的提升补偿配变器的空载功率。最后就是跟踪补偿方法,这种方式与随机补偿正好相反,其能够对电网中的实际问题进行调查分析,从而制定最佳的、有针对性的解决方案,此法运用灵活,还可以极大的减轻维护工作量,使电网系统运作的更加长久。
3.3无功功率补偿容量的选择
无功功率补偿容量的选择方法首先包括单负荷的就地补偿,其主要应用于电动机当中,笔者通过查阅相关数据得出,受制于负载率及异步电动机的极对数不相同等因素,会出现负载过度补偿现象,尤其是在电动机的负载率很高的情况下。其次是对多负荷容量的选择,这种情况比较特殊,需要根据补偿前后的功率因素确定,但多负荷集中补偿的电容器装置安装极为方便,且运行的效率和质量都很高,因此被很多电力企业多采纳,由此可见,无功补偿技术应当根据电力系统中设备的负荷大小来确定需要投入多少无功补偿量,尤其注意高压变电器的补偿防御措施。
4结语
综上所述,本研究对电力系统中电网的无功补偿技术进行了阐述,与传统的无功补偿装置相比,具有自身谐波少、损耗电能少的优点,但是与西方发达国家先进的无功补偿技术相比还存在较大的差距,此技术还需要不断的研究与完善,尤其是集中控制的策略方面,相信通过不断的努力,无功补偿技术一定能够将我国的电网系统维护的更好,从而促进我国电力事业的蓬勃发展。
摘要：伴随着我国经济的发展与科学技术水平的提升,我国的电力事业也有很大的进步,笔者依据实际的工作经验,对无功补偿技术的相关问题进行了阐述,希望本研究能够为我国电网的安全稳定运行提供一定的借鉴意义。
关键词：无功补偿技术,电网安全,无功功率
无功补偿技术综述 篇2
1 在电力系统中电子电力技术的应运现状
电力系统中电子电力技术应运广泛, 其应用在电力系统各个不同等级的电压中均有分布, 尤其半导体设备比较多, 可以应用在日常生活中, 比如家用电器的开关电源, 手机电池充电器, 还有在直流输电过程中的换流器以及变压器;也可以应用在工业生产中, 比如调压器、变频器、整流器等。
静止无功补偿器, 在用新型的固态开关, 其显著特点是晶闸管作为基本元件, 代替了机械开关的基础上, 用控制电容器和控制电抗器的方式改善输电系统的导纳功能, 具有周期短、速度快的特点。可控硅控制空芯电抗器型 (SVC) 作为静止无功补偿器主要四种形式其中的一种, 因其具有运行可靠、反应灵敏迅速、使用范围广、价格便宜等优良特性, 而得到工业发达国家的大力生产应用和推广, 成为发展的主流形式, 而且预计SVC不仅在工业生产方面, 更是在输电和配电领域将有更大的应用和发展。
高压直流电 (HVDC) 技术, 所有国家HVDC技术工程已多达50多个, 主要应用在远距离、大容量的输电工程, 因其具有一些交流电所没有的特点, 所以对远距离大容量的输电工程来说, 选择HVDC技术更合理, 更经济适用, 考虑我国地势具有的特点:地域辽阔、纵横地界宽广以及能源分布极不平衡的特点, 发展高压直流电技术就显得尤为重要。
用户电力技术 (CP) , 旨在配电系统中提高供电的质量和加强供电的可靠性, 成功的具有代表性的CP技术产品有:故障电流限制器、动态电压恢复器、电能质量调节器等。CP技术增大电力传输能力、增强交流输电系统可控性的核心与FACTS技术的核心思想一致, CP技术和FACTS技术具有许多想通之处, 比如二者的共同基础技术是电力电子技术, 二者各自的控制器的构造和功能基本一致等, 可见CP技术与FACTS技术融而为一是应对电子电力技术发展的必然趋势。
2 谐波的危害和无功功率的影响
电子电力技术中, 负载、电抗器以及变压器等电子电力装置由于采用相控方式, 在工作环境中, 不仅要消耗大量的无功功率, 还要产生谐波污染, 我们首先分析一下谐波污染带来的危害以及无功功率的影响。
2.1 谐波的危害
谐波危害大致可以分为四类, 产生附加谐波损耗, 谐波通过令电子电力设备产生额外的谐波损耗, 来达到降低供电设备和用电设备的使用效率的目的;影响设备正常工作, 谐波污染可以引起过电流或过电压, 从而使电子电力设备严重受热, 缩短设备的使用寿命;引起谐波放大, 谐波在引起公用的局部电网谐波变大, 甚至会产生串联谐振和并联谐振, 从而引起电子电力设备的损伤甚至发生安全事故;导致自动装置和继电保护的拒动作或误动作。谐波污染不仅会影响电子电力设备的正常运行, 缩短其使用寿命, 而且对电子电力系统附近的精密仪器, 如通讯工具、计算机设备造成影响, 降低仪器的精密度, 由此可见谐波污染影响面广, 影响力大, 我们必须对此采取措施加以控制。
2.2 无功功率的影响
关于无功功率的影响, 我们也可以大致分为四类, 电子电力设备以及电路损耗增大, 无功功率增大, 也就意味着总电流增大, 从而导致线路、设备的损耗;变压器压降增加, 导致电网电压上下波动变大, 可能会导致安全事故的发生;无功波动会引起电压波动, 如果无功负载具有冲击性将会导致电压剧烈性的波动;还有就是无功功率的增加将会导致电子电力设备以及测量仪表的规格变大。
无论是谐波污染还是无功功率, 都很大程度的影响电子电力设备的正常运行, 严重的还会危及人们的安全, 所以下面具有针对性探讨下关于对谐波的抑制方法, 还有对无功功率的补偿。
3 谐波抑制和无功功率补偿技术的现状
3.1 谐波抑制的现状
关于抑制谐波污染的方法主要有两种, 一种是通过增加变流器的相数等方法改善谐波源, 另一种是滤波, 可以用有源电力滤波器或者无源LC滤波器达到滤波的效果。
无源LC滤波器具有结构简单、可行性高、投资以及运行金额比较低的特点, 所以它在工业生产中应用较多, 是我国目前主要的谐波抑制的方案和补偿无功损失的主要手段。单调谐的LC滤波器作为最简易的无源LC滤波器, 主要是被用来抑制具有某种特征的次谐波, 谐振通过与滤波器支路串联形成低阻抗通路, 使谐波电流最小可能的流入电网, 进而达到抑制谐波的效果。
3.2 无功功率补偿的现状
在多数的工程供电系统中, 通常采用并联电容器的方法到达补偿无功功率、提高功率因数的目的, 并联电容器补偿按照安装位置的不同可以分为三种方式:一种是集中补偿, 就是把一组电容器集中安装在母线上, 提高功率因数, 减少无功损耗;一种是分区补偿, 就是将电容器组分别安装在对应的区域母线上, 虽然无功功率补偿效果明显, 但是较集中补偿, 分区补偿的补偿区域变小, 具有局限性;一种是就地补偿, 就是将电容器组安装在负载设备邻近处, 达到就近补偿的效果, 这种补偿方案虽然提高功率因数, 改善电压质量, 但是由于电容器分散安装, 导致维护工作量变大。
综合全文, 本文通过首先对电子电力的应用状况进行简单描述, 引出谐波污染的危害以及无功功率的影响, 进而通过阐述我国谐波抑制和无功功率补偿技术的现状, 表明对谐波抑制技术以及无功功率补偿所做的研究, 在保证电子电力技术带给人们便利的同时, 最大程度的降低谐波污染和无功功率给工业生产以及人类生活带来的不便, 更安全合理的使用电子电力技术。
摘要：随着时代的进步和科技的发展, 电力电子技术是一门新兴的综合性技术, 这门技术不断发展提升已经达到对电力系统进行调整控制的阶段, 而且可以高效率的对电能进行变换, 电子电力技术的应用不仅可以提高输电能力, 而且可以降低损耗。本文对电子电力技术的应运进行详细的阐述, 然后通过简单概括谐波的危害和无功功率的影响, 进而引出我国现如今抑制谐波以及无功功率补偿技术的现况。
关键词：电力电子,谐波抑制,无功功率
参考文献
[1]王明全.带谐波抑制的无功补偿理论分析及设计应用[J].建筑电气, 2013 (04) .
[2]高飞.油田电力系统无功功率补偿[J].油气田地面工程, 2012 (10) .
电力系统无功补偿综述 篇3
在交流电路中, 纯电阻元件中负载电流与电压同相位, 纯电感负载中电流滞后电压900, 纯电容负载中电流超前电压900, 也就是说纯电容中电流与纯电感中的电流相位差为1800, 可以相互抵消, 即当电源向外供电时, 感性负荷向外释放的能量由容性负荷储存起来;当感性负荷需要能量时, 再由容性负荷向外释放的能量来提供。能量在两种负荷间互相交换, 感性负荷所需要的无功功率就可由容性负荷输出的无功功率中得到补偿, 实现了无功功率就地解决, 达到补偿的目的。
2 无功自动补偿的控制策略
按电压无功综合控制, 采取的控制策略如附图所示:
(1) 运行点在0区, 即电压合格, 无功也合格, 不动作。 (2) 运行点在1区, 即电压越上限, 控制策略为切电容。 (3) 运行点在2区, 即电压合格但接近于上限, 与电压上限的距离小于UC, 无功越上限, 此时控制策略为不动作。 (4) 运行点在3区, 即电压合格且远离电压上限, 无功越上限, 此时应进一步考虑功率因数的值, 如果功率因数小于功率因数下限 (无功越大, 则功率因数越小) , 则投电容, 否则, 不动作, 这样做主要是为了防止负荷较大时投切频繁, 类似于按无功和功率因数综合控制。 (5) 运行点在4区, 即电压越下限, 控制策略为投电容。 (6) 运行点在5区, 即电压合格但接近于下限, 与电压下限的距离小于UC, 无功越下限, 此时控制策略为不动作。 (7) 运行点在6区, 即电压合格且远离下限, 无功越下限, 控制策略为切电容。
3 无功补偿的经济效益
对于电力系统而言, 执行无功就地补偿的原则, 在高压侧或低压侧均需进行补偿。目前, 低压侧的无功补偿严重不足, 大量的低压无功集中在10k V变电站才得到补偿, 使得10k V变电站10k V母线的无功严重不足, 增大了配电变压器、10k V线路和低压线路的损耗, 降低了10k V及以下配网的出力和电压质量。如果在低压负荷侧进行补偿, 可减少10k V线路、配电变压器和低压线路的损耗, 又可提高配电变压器、10k V线路和低压线路的利用率及负载端的端电压, 所以补偿电容器的安装越靠近负载端, 供电部门和用户可获取的经济效益越大。尤其在农网中, 低压台区供电半径较大, 低压网线路残旧, 要彻底改造投资很大, 就地安装低压无功补偿装置, 效益更加显著。
因为在低压侧装上了电容器, 无功电流由电容器提供, 所以在进行电网设计时, 仅考虑有功电流即可, 如此可大大节省变压器及输电线路的投资。对于已有的电网, 也能够提高电网的出力。例如:一条配电线路线损率为10%, 功率因数由0.7提高到0.95, 线损率减少4.57%;一台容量为630k VA的进线变压器功率因数由0.7提高到0.95, 变压器可增容25%, 按每k VA为4000元计算, 可节省63万元。还有, 可节约低功率因数用户所增加的电费, 例如:用户配电变压器容量300k VA, 平均功率因数为0.7, 年用电量约1.8GWh, 按规定电费加收10%, 以0.60元/k Wh计算, 年可节约加收电费10.8万元。此外, 每年还可节约一笔额外的线损电费。
4 无功功率补偿措施
无功功率补偿的方法很多, 对于感性负荷电力企业通常采用并联电容器进行补偿。安装并联电容器进行无功补偿时, 电容器安装容量的选择, 可根据不同目的来确定。补偿方式可采取集中、分散或个别补偿三种方式。
4.1 补偿容量的确定
4.1.1 按提高功率因数确定补偿容量
设最大负荷月的平均有功功率为P (KW) , cosφ1;为补偿前的功率因数, cosφ2为补偿后的功率因数, 则补偿容量可用下述公式计算
当需要功率因数, 提高到大于cosφ2, 小于cos2φ3 (理想功率因数) 时, 则补偿容量应满足下述不等式P (tgφ1-tgφ2) ≤QC≤P (tgφ1-tgφ32)
4.1.2 按提高运行电压来确定补偿容量
按提高电压要求确定补偿容量的方法适用于以调压为主的枢纽变电所和电网末端的用户变电所, 其补偿容量按提高电压的要求, 采用近似计算法求出
式中△u-需要提高的电压值 (V) ;
u2*-需要达到的电压值 (KV) ;
X-线路电抗 (Ω) 。
4.1.3 按降低线损确定补偿容量
它可以说明补偿容量与线损降低率之间的关系, cosφ1为补偿前的功率因数, cosφ2为补偿后的功率因数
4.1.4 按感应电动机空载电流确定补偿容量
当对感应电动机进行个别补偿时, 应按其空载电流来选择电容器的容量
式中Ue-电动机额定电压 (KV) ;
I0-电动机空载电流 (A) 。
4.1.5 按变压器的容量确定补偿容量
在对配电变压器进行补偿时, 其补偿容量为
式中I0%-空载电流百分值;
Se-变压器额定容量 (KVA) ;
UK%-短路电压百分值;
S-负载平均功率 (KVA)
β-负荷率, β=S/Se
4.2 无功补偿的方式
4.2.1 负荷的无功功率补偿
当无功补偿系统处于独立工作状态时, 补偿点的选取直接影响到补偿效果。尤其在距离较长的线路上进行集中补偿, 如农电网线路, 补偿点的影响更加明显。一些距离很长或带有特殊负荷的线路 (如电气化铁路的机车牵引电力线) 为保证补偿效果, 往往在一条线路上安装多台补偿设备。安装点的选取与线路上负荷的分布情况直接相关。对于低压配电网而言, 其负荷一般是沿线路均匀分布的, 为使补偿前、后的降损效果最大, 必须确定补偿容量和位置, 分三种情况。
4.2.1. 1 单点补偿
在无功负荷沿线均匀分布的条件下, 对单点补偿而言, 补偿地点应装设在距线路首端为线路全长的2/3处, 补偿容量为全线所需无功容量的2/3时, 线损下降值将为最大。在此情况下, 线损下降率为
4.2.1. 2 两点补偿
可求出极值为Q1=Q2=2/5, L1=2/5, L2=4/5。因此Q1应装设在距首端2/5L处, Q2应装设在距首端4/5L处, Q1、Q2的值为线路所需无功的2/5倍。线损下降率为
4.2.1. 3 n个补偿点
具有n个补偿电容时, 第i个补偿电容器的安装位置为补偿后的线损值为
补偿后的线损值为
线损下降率为
4.2.2 线路及配电变压器中无功损耗的补偿
当线路输送功率时, 线路感抗上所消耗的无功功率为
式中, XL为线路全长的感抗, 单位Ω;If为流过线路的负荷电流, 单位A;P1, Q1和P2, Q2为线路首端和末端的线电压, 单位:k V。对于10k V线路来说感抗值是均匀分布的, 因此由线路感抗所造成的无功潮流是均匀递增的变压器励磁无功损耗主要消耗在励磁电抗上, 表达式为QT=3l0Xm。
5 结语
对配电网进行无功补偿, 提高功率因数和搞好无功功率平衡, 是一项建设性的降损技术措施。需寻找技术上和经济上的最优方案, 以提高配电变压器出力, 降低线损, 提高电压质量。
摘要：随着电力事业的不断发展, 电网日趋复杂, 低压用电负荷日益增长, 大量的无功功率在电网中流动形成线损, 降低了电能的电压质量和电网经济效益。为此, 本文就无功补偿原理、控制策略、经济效率及措施进行了阐述, 同时通过10kv配电线路实例计算分析, 说明降低电能的电压质量和电网经济效益是可靠的。
关键词：电力系统,无功功率,无功补偿方式
参考文献
[1]李鹏.配网无功补偿分析[J].硅谷, 2009年17期.
[2]黄兰芳.浅谈电网无功功率补偿[J].科技信息, 2008年31期.
湿地生态补偿研究综述 篇4
一、基本概念介绍
(一) 湿地及其功能
湿地生态系统与森林生态系统、农田生态系统被国际自然及自然资源保护联盟 (IUCN) 并称为全球陆地三大生态系统。由于湿地类型的多样性、分布的广泛性、面积的差异性、水文状况的不稳定性、边界的多变性, 从科学研究、保护管理等不同视角出发, 湿地的定义各有差异。
美国鱼类和野生动物保护协会率先于1956年对湿地进行了定义, 即被浅水或暂时性积水所覆盖的低地, 一般包括草本沼泽、灌丛沼泽、苔藓泥炭沼泽、湿草甸、泡沼、浅水沼泽、滨河泛滥地, 以及生长挺水植物的浅水湖泊或浅水水体。1979年, 该协会在《美国的湿地和深水生境分类》的研究报告中, 对湿地再次进行了定义:湿地处于陆地生态系统和水生生态系统之间的转换区, 湿地必须具有以下三个特点之一以上的特征: (1) 至少是周期性地以水生植物生长为主; (2) 基质以排水不良的水成土为主; (3) 土层为非土质化土, 并且在每年生长季节的部分时间被水覆盖。当前, 该定义被广大湿地科学家普遍接受。
我国学者对湿地的概念也进行了深入研究, 其中具有代表性的是由中科院地理研究所佟凤勤、刘兴土等学者于1998年提出的定义:湿地是陆地上常年或季节性积水 (水深2m以内、积水期达4个月以上) 和过湿的土地, 并与其生长栖息的生物种群构成的独特生态系统。
湿地作为特殊生态功能区, 是连接陆地生态系统和水生生态系统的自然过渡体, 与森林、海洋并列为全球三大生态系统类型。特殊的地理条件、丰富的生物资源使湿地具有丰富的价值功能, 除此之外, 湿地还有调节气候、防洪蓄水、纳垢净污、控制土壤侵蚀、降解环境污染、保护物种、丰富物产、娱乐旅游、科技教育等功能。近年来, 由于过度放牧、乱砍滥伐、挖沟排水等原因造成了我国湿地逐年减少, 功能逐渐退化。
(二) 生态补偿及其理论基础
生态经济学、环境经济学与资源经济学理论, 特别是生态环境价值论、外部性理论和公共物品理论等位生态补偿机制研究提供了理论研究。
1.生态环境价值论
生态系统服务功能是指人类从生态系统获得的效益。生态系统除了为人类提供直接产品以外, 它所提供的其他各种效益, 包括供给功能、调节功能、文化功能以及支持功能等可能更为巨大。因此, 人类在制定与生态系统管理有关的决策时, 既要考虑人类福祉, 同时也要考虑生态系统的内在价值。生态补偿是促进生态环境保护的一种经济手段, 对于生态环境特征与价值的科学界定, 则是实施生态补偿的理论依据。
2.外部性理论
外部性理论是生态经济学和环境经济学的基础理论之一, 环境资源在生产和消费过程中产生的外部性主要反映在两个方面:一是资源开发造成生态环境破坏所形成的外部成本;二是生态环境保护所产生的外部效益。由于这些成本或效益在生产或经营活动中没有得到很好的体现, 从而导致了破坏生态环境的行为没有得到应有的惩罚, 保护生态环境产生的生态效益被他人无偿享用, 使得生态环境保护领域难以达到帕累托最优。
3.公共物品理论
经济学意义上的生态补偿是通过一定的政策、法律手段实行生态保护外部性的内部化, 让生态产品的消费者支付相应费用, 生态产品的生产、提供者获得相应报酬;通过制度设计解决好生态产品消费中的“搭便车”现象, 激励公共产品的足额提供;通过制度创新解决好生态投资者的合理回报, 激励人们从事生态环境保护投资并使生态资本增值。生态补偿就是生态效益的补偿, 是通过制度设计来实现对生态产品 (服务) 提供者所付成本、丧失的机会予以补偿。由于生态产品 (服务) 的公共性、生产该产品具有外部性, 因而其补偿途径为国家补偿与受益者付费两种途径。
4.生态资本理论
“生态资本”是指一种生态服务或者说价值的载体。主要包括以下三个方面: (1) 能直接进入当前社会生产与再生产过程的自然资源, 即自然资源总量和环境消耗并转化废物的能力; (2) 自然资源及环境的质量变化和再生量变化, 即生态潜力; (3) 生态环境质量, 这里是指生态系统的水环境质量和大气等各种生态因子为人类生命和社会生产消费所必需的环境资源。而整个生态系统就是通过各环境要素对人类社会生存及发展的效用总和体现它的整体价值。随着社会的进步, 人类对生存环境质量的要求就越高, 生态系统的整体性就越重要, 而生态资本存量的增加在经济发展中的作用也日益显著。随着生态产品稀缺性的日益突现, 人们意识到, 不能只向自然索取, 而要投资于自然。但是, 如果随着生态资本的增值, 而生态投资者不能得到相应的回报, 那么最后就会没人愿意从事这种“公益事业”。所以, 建立生态补偿机制就是要给生态投资者建立一种回报机制, 激励更多的人为生态投资。
生态补偿的理论依据在于:生态受益区的发展是依托保护区的生态功能而存在的, 生态功能作为一种资源被利用并因此产生了效益, 但同时给生态保护区造成了一定的经济损失。它的经济学基础在于外部性理论和公共产品理论。
二、湿地生态补偿机制研究现状
随着人口增加和经济发展, 人与水争地的现象日趋严重。近年来为了保护天然湿地实行退田还湿工程。工程实施以来一系列问题逐渐显露: (1) 耕地不足, 农民出现严重的生计问题; (2) 剩余劳动力就业难。大量的滩涂被围垦, 苇田天然更新和随演替过程向滩涂扩展的趋势遭到人为限制而减少。目前, 大规模农业开发占用的苇田面积将远远超过自然增加的苇田面积, 因此有必要通过一定人为手段, 扩展苇田面积, 补偿其损失。滩涂苇田开发一方面涉及建坝、灌溉等工程投资问题, 另一方面也会占用鸥类等滩涂鸟类的生境及水产所需潮间带滩涂, 对此需控制适度的规模, 并采取相应的管理措施和湿地调查策略 (钟瑜, 张胜, 毛显强, 2002;李恩菊, 2005) 。
(一) 补偿的客体与主体—补偿的利益相关方
几乎所有的学者都认同这样的观点:谁收益, 谁负担。市场经济呼唤建立合理的生态补偿制度.按照有偿使用原则, 根据受生产破坏的范围和程度, 进行经济损益分析, 决定补偿办法, 征收生态资源利用补偿费和环境生态税, 使地上和地下资源开发更为合理合法, 并利于和国际相应组织接轨。
(二) 如何确定补偿额度
1.国外研究
19世纪70年代, 美国麻省马塞诸塞大学的Larson和Mazzarse提出了第一个帮助政府颁发湿地开发补偿许可证的湿地快速评价模型。1972年, 经济合作与发展组织 (OECD) 理事会首先提出了“污染者付费”, 提出由污染者承担治理的费用, 很多国家把其确定为环境法的一项基本原则。该原则在环境法上的具体化、制度化是生态补偿在法律上的重要表现。2002年8月, 联合国经济及社会事业部发表《全球挑战, 全球机遇》的报告, 呼吁各国领导人为子孙后代着想, 努力实现自然资源的可持续发展。巴西实施生态增殖费、建立永久性的私有自然遗产保护区和储藏量的可贸易权等措施, 来遵循“谁保护谁受益”的原则。哥斯达黎加通过立法手段保证生态效益的内部化, 采用市场手段对私人生产者所提供的生态效益进行补贴或为政府保护生态效益提供支持。
总之, 目前各国一般采取两大类政策手段: (1) 包含补偿内容的直接管理措施, 如建立一些相关的法律法规等; (2) 利用市场手段调节人类对资源的开发利用活动, 以促进生态功能的保护。另外, 大部分发达国家设有森林林业基金, 其资金来源主要是国家、受益团体及个人。
2.国内研究
20世纪80年代中期左右, 在自然资源有价、有偿使用及定价问题等方面发表了一系列的研究成果。20世纪80年代我国开始在部分地区征收水资源税, 目前已有27个省市开征水资源税。在1992年年末, 原林业部邀请10个部委用40天时间到13个省的林区考察调研, 提出面对濒危林业的严峻现实, 必须尽快建立中国森林生态补偿机制。1998年7月1日重新修改的森林法明确规定:国家建立森林生态效益补偿基金, 用于提供生态效益的防护林和特种用途林的森林资源, 森林的营造、抚育、保护和管理。2000年, 国家发布《森林法实施条例》。宋晓华对公益林生态效益补偿进行了比较系统的研究, 探索了公益林生态效益补偿的理论依据与补偿标准, 明确了补偿范围与补偿对象;宗臻玲运用生长曲线模型和恩格尔系数相结合进行分析, 建立了区域生态重建的经济补偿模型, 提出了有关生态重建的经济补偿方法, 构建了区域生态重建的经济补偿方案。张春玲等提出了水源林效益补偿的原则, 并指出水库水源林社会公益性效益补偿由国家承担, 经济效益由以水库为用水水源的城市居民、工矿企业、机关事业等部门来承担;廖浪涛等运用环境经济学和福利经济学的原理与方法, 对密云水库森林生态补偿标准、补偿费税的归宿进行了经济分析。
许多学者对生态系统服务价值的计量进行了探索性研究:欧阳志云等对中国陆地生态系统服务功能及其生态经济价值做了初步研究;陈仲新等参考Robert Costanza等的分类方法与经济参数对中国生态系统功能与效益进行了较为完整的价值估算;钟瑜, 张胜, 毛显强, 李恩菊采用机会成本法, 直接市场价值法, 防护费用法, 支付意愿调查法根据受益方的不同开展评价;更多的学者选用市场价值法、影子价格法、替代工程法、机会成本法等不同的评价方法, 从不同的空间尺度对某一类型生态系统的服务功能价值开展评价, 如对森林、草地、流域、湿地、自然保护区等生态系统的评价。潘少兵指出社区参与生态补偿模式是一种创新体制。
(三) 生态补偿的方式
1.政府补偿机制
政府补偿机制是以国家或上级政府为实施和补偿主体, 以区域、下级政府或农牧民为补偿对象, 以国家生态安全、社会稳定、区域协调发展等位目标, 以财政补贴、政策倾斜、项目实施、税费改革和人才技术投入等为手段的补偿方式。
(1) 财政转移支付
财政转移支付包括财力转移支付和专项转移支付。现行的财政转移支付制度是1994年与分配制度一起实施的, 其目的是解决地方性收支不均衡、使落后地区也普及公共服务, 其主要内容有三项, 即“税收返还”、“专项转移支付”和“财力转移支付”。
利用财政转移支付进行生态补偿重点依托两种方式:一是在财力转移支付中增加生态保护的影响影子权重, 目前决定财力转移支付力度的因子中, 生态环境的影响力还很小, 不属于最重要的15个因素之一;二是整合现有的专项转移支付, 增加生态补偿项目, 或者在与生态环境有关的专项转移支付中增加“生态补偿”的支出科目。
(2) 差异性的区域政策
对于提供重要生态服务功能的区域, 可供政府使用的调节手段很多, 政府可以试行增加当地财政转移支付力度的财政, 实施税收减免优惠的税收政策, 优先安排重要生态功能区的基础设施和生态环境保护项目投资政策, 实施生态优先的政绩考核政策。
(3) 生态保护项目实施
项目实施除了直接促进实施区的生态环境保护外, 还可引导社会资本投入到生态保护与建设中, 具有“种子资金”的作用, 是政府实施生态补偿的主要方式之一。国家实施生态保护与建设项目、生态友好型的产业发展项目有比较明确的生态保护政策目标和比较充裕的资金支持, 可以在短期内收到很好的效果, 但是生态建设项目普遍存在管理成本高、资金使用效率低、地方存在重复立项等问题。
扎龙湿地生态保护区实施移民工程, 退耕还湿, 保护生态资源的赔偿金。鼓励和资助核心区内的村屯有计划的分期迁出, 缓冲区内处于生态敏感地域的村屯也要异地重建。在人口迁出的同时逐步退出生产活动, 使核心区内的耕地全部退耕还草、还沼, 增加了湿地的游乐和科教资源。对此, 旅游部门应因增加了经济收益而作出补偿;增加了湿地的环境容量, 向湿地排污的企业应因减少排污成本而作出补偿;增加了生物多样性, 给全世界增添了一份珍贵财产, 国家乃至世界应为此作出补偿。此行为除向农民提供资金补偿外, 政府还应对其实物补偿, 如:粮食补偿等 (杜富华等, 2008) 。
(4) 环境税费制度
环境税收政策市调节发展与生态环境保护的经济手段, 包括环境税、与生态保护有关的税收和优惠政策、消除不利环境影响的补贴政策以及生态环境的收费制度。
从环境税费制度改革难度和实施效果分析, 首先应该消除不利于环境保护的补贴和税收优惠政策, 其次是综合考虑环境税和环境收费政策, 最后考虑建立独立的环境税方案 (王金南等, 2006) 。
2.市场补偿机制
交易的对象可以是生态环境要素的权属, 也可以是和环境污染治理的绩效或配额。通过市场交易或支付兑现生态环境服务功能的价值。典型的市场补偿包括公共支付、一对一交易、市场贸易和生态标记等。针对于湿地生态补偿主要可以采取公共支付, 市场贸易等。
比如, 鄱阳湖区拥有丰富的自然资源, 为多种生物提供了生存环境和栖息地, 每年的11月至第二年的4月, 大量的越冬候鸟来此越冬, 繁殖栖息, 景象蔚为壮观, 具有发展生态旅游的潜力, 因此, 可以通过建立景观游憩效益的交易市场, 来为保护鄱阳湖湿地的生物多样性的当地社区和居民提供生态补偿资金。
三、我国湿地生态补偿研究中存在的问题
(一) 定性研究多, 重复研究多, 创新研究少
国内对湿地资源生态补偿分散研究多, 系统研究少。缺乏各个理论之间的相互补充和相互衔接, 未形成系统的完善的湿地资源生态补偿机制, 未达到系统论中“总体大于局部之和”的效果。
(二) 生态补偿理论的实践性较差
没有根本解决湿地资源生态补偿中“谁补偿谁, 补偿多少, 以及如何补偿”的问题。对湿地资源统一管理理论的具体运作方式、管理组织结构及运作缺乏研究与实践。对湿地资源生态补偿缺乏统一规划和管理。
(三) 对湿地资源生态补偿机制本身的认识广度、深度不够
不能准确把握湿地资源生态补偿机制的概念内涵及它的影响因素对具体城市湿地资源生态补偿的标准规定、补偿形式及补偿资金的来源等专门研究较少, 对湿地生态补偿的区域特殊性研究不够。
(四) 缺乏系统、有效的定性指标量化方法
对量化湿地资源生态补偿指标体系中定性指标的研究不够充分, 缺乏系统、有效的定性指标量化方法。在实际研究工作中, 以湿地资源生态补偿为基础, 合理配置湿地资源, 科学地制定社会经济发展目标、有效地进行湿地资源生态环境保护与建设方面的应用研究不足。
四、结语
湿地生态补偿是一个新兴的研究领域, 有一系列的难题尚待解决。首先是生态补偿制度的建立需要克服生态环境是公共物品, 人们不需为之付费的观念障碍;其次是生态补偿的三个基本问题即谁补偿谁, 补偿多少和怎样补偿难以确定。任何一种生态保护行为所产生效果总是多个层次、多个环节、多个地区共同协调的结果, 因此很难确定补偿给谁;而生态环境效益的受益者也是很难在地理区域和行业范围上划清的, 故谁来补偿也难以确定;生态服务功能能否度量是建立生态补偿机制的前提之一, 但由于生态效益与自然资源更新补偿机制的价格体系尚不健全, 补偿标准无法准确定量化;最后在选择补偿途径时, 实施补偿的具体制度环境、人们的意识状况、操作成本、公平性等都为生态补偿的操作增加难度, 所以我们有必要进行湿地生态补偿研究。
参考文献
[1]宋晓华, 杜志鹏.公益林经济补偿的研究[J].北京林业大学学报, 2001, (23) .
[2]钟瑜, 张胜.退田还湖生态补偿机制研究-以鄱阳湖区为例[J].中国人口资源与环境, 2002, (12) .
[3]廖浪涛, 丁胜.密云水库水源涵养林生态效益的评价与补偿[J].林业建设, 2000.
[4]潘少兵.生态补偿机制建立的经济学原理及补偿模式[J].安庆师范学院学报, 2008.
[5]杜富华, 张雪萍, 王姗姗.扎龙湿地生物多样性保护及其生态补偿机制研究[J].学术交流, 2008, (11) .
湿地生态补偿研究综述 篇5
随着人类认识自然和改造自然能力的提升, 逐步认识到保护和恢复自然生态环境应当与物质社会前行相同步。湿地生态作为自然生态中的构成元素, 保护和恢复湿地生态亦成为其重要环节, 而进行湿地生态补偿亦正是现阶段湿地生态保护的重要措施之一。
湿地生态系统归属全球6大生态系统, 湿地生态补偿理论也定离不开生态补偿的理论范围。生态经济学、环境经济学与资源经济学, 特别是生态价值理论、外部性理论和公共物品理论等为生态补偿机制研究提供了理论基础。
1 湿地生态补偿研究实践现状及存在的问题
目前, 我国湿地生态补偿囊括于生态补偿这一笼统概念之中而未单一清明出来, 不仅仅体现在定义湿地生态, 制定湿地保护法律法规, 合理规划湿地保护恢复等方面, 在湿地生态补偿的实践中也存在补偿范围不明确、补偿标准不科学、补偿模式单一、资金来源缺乏等问题。
1.1 湿地生态补偿主客体
湿地生态补偿的主体确认同生态补偿主体的明确方式基本一致, 湿地生态补偿的主体也基本囊括国家和受益者, 是根据利益相关者在特定生态保护或者破坏事件中的责任和地位进行确定的。国家作为对相关利益、权力的评判者和执行者在湿地生态补偿乃至生态补偿的实践中起着主导作用。当相关的补偿数量无法由受益者以及生态保护带来的公众经济利益满足或者补偿主体不明确的时候, 当由国家来承担相应的补偿。受益者包括对湿地生态资源占用, 自身发展对湿地生态保护造成有害影响从而导致湿地生态服务功能退化的行为主体。为湿地生态保护牺牲自身利益的个、群体构成的保护者和致力于湿地生态保护恢复的企事业单位、民间团体、国际组织共同构成湿地生态补偿的客体。简单来说, 湿地生态补偿的主客体确立按照破坏者付费, 使用者付费, 受益者付费和保护者得到补偿等原则共同确立;湿地生态补偿的内涵即是生态补偿的主体向生态补偿的客体进行数量补偿。
除此之外, 还有一种特殊的补偿主体, 即湿地生态系统本身, 诸如湿地公园一类, 通过对某些湿地区域的可持续开发以及合理利用, 使得湿地生态系统本身在保护与建设的平衡中产生一定的经济效益, 这种外部性的经济活动使得该区域的受偿方间接的从中获益获利。促进了该地区生态保护与经济建设的平衡发展, 也使得湿地公园本身成为湿地生态补偿的主体。
1.2 湿地生态补偿方式研究
湿地生态补偿方式是湿地生态补偿研究中重要内容也是实现湿地生态补偿最为直接的表现形式。依据生态补偿的途径、补偿物的性质、补偿的效果又将生态补偿的方式类型进行了相应的划分。补偿物最为常见、最为普遍易行的即是资金补偿, 在实践中具有高效、直接、实用等特点。补偿客体被给予当前阶段在生活、生产资料上所匮乏的实体物资即是实物补偿。在区域性、地方性政策上进行优化改良, 制定多方面的优先权以及优惠待遇以及对相关的生态服务功能进行政策管理等则是政策补偿的内容。对被补偿者进行免费的智力服务, 如培训专门的技术管理人员则是智力补偿的内容。根据生态补偿的途径又可以将之分为直接补偿以及间接补偿, 亦有学者将其划归为输血性补偿以及造血性补偿2类。
输血性补偿主要是指政府或者其他补偿主体将筹集的补偿资金定期转移给被补偿方, 这种补偿方式对于受偿者来说具有支出上极大地灵活性, 受偿方可以根据自身需求合理安排这部分受偿资金。当然这种补偿方式也存在较大的缺陷, 一旦受偿方将受偿资金进行消费性支出, 而不是从长久长远来支配这部分收入, 那么这部分资金也不能从根本上使得受偿方因保护生态资源而富有起来。造血性补偿同输血性补偿最本质的区别即是补偿主体不单一或者不以资本转移为唯一形式对首场客体进行补偿, 通常以发展生态项目、生态环保产业的形式拉动落后生态保护区域内的群众生产就业积极性, 通过自身劳动再创造实现不依赖不依托的自主发展方式, 使得外部补偿转化为自我积累能力和自我发展能力, 其优点是实现受偿方的可持续发展。
王青瑶, 马永双等人还在不同湿地保护方式下对以上2种生态补偿方式的选择进行了深入探讨。他们认为, 对于湿地自然保护区、湿地保护小区等应更偏向于输血性补偿。采用湿地保护区进行保护的湿地生态系统通常是具有重要生态功能的湿地区域, 以保持原有的自然环境为目标, 其生态价值要远远高于其经济和社会价值, 保护程度高, 无法进行经济开发, 而造血性补偿的内容本身即是以自然资源的合理利用开发达到人与自然可持续发展的。同样湿地保护小区内只能开展科学实验和保护监测等必须的湿地生态保护活动。而其他的诸如湿地公园形式以及湿地多用途管理区方式自身偏向于公众游览、参观、休闲或者进行科学、文化、教育以及进行生产经营活动, 采取造血性补偿也就更为恰当。
1.3 湿地生态补偿量化标准
生态补偿量化标准的确定是指导湿地生态补偿总进程合理推进的平衡木, 关系到湿地生态补偿实施的可行性和补偿效果, 补偿标准的过高或者过低分别对补偿主体和补偿客体带来不同的影响。只有合理量化补偿才能平衡补偿主体和补偿客体之间的利益关系, 更好的发挥湿地生态补偿对于湿地区域保护以及受影响补偿受体的发展生存的积极作用。
目前, 主要存在2种生态补偿标准的量化研究思路, 一类是对生态服务功能的价值进行评估, 利用Robert Costanza等人提出的对重要生态系统进行的生态服务功能价值评定方式确定生态系统总价值, 将生态系统总价值作为生态补偿的参考数据, 利用差别计算来确立补偿的量化标准。但是这种方式方法在实际应用的过程之中存在明显的不合理之处:生态功能服务本身即是非市场化商品, 其价值量化主要应用市场替代法以及非市场评估技术, 但是不同的评价研究方法对于生态服务功能价值评定存在差异;生态功能服务中的非使用价值诸如遗产价值、存在价值的量化根本无法客观定量;采用这种方法评定生态功能服务价值过于巨大, 在制定补偿标准时也会使得补偿数量过大, 降低补偿主体的补偿能动性。
第2种方法即是广泛应用于国内现行补偿实践即最小数据方法。Antle等开发的最小数据法, 其基本思想是基于生态系统供给的机会成本推导生态系统服务的供给曲线, 用土地利用来代替生态系统服务的供给来进行分析。
1.4 湿地生态补偿的法律及相关制度研究
确立标准规范的湿地生态补偿制度是现阶段生态文明建设的重要内容, 也将在一定程度上解决传统工业经济的发展问题:没有解决劳动价值与生态价值的平衡关系, 对劳动价值的追求, 对生态价值的忽视使得工业经济发展思路的狭隘暴露无遗。
现阶段我国湿地生态补偿还处于初级发展阶段, 在相关湿地补偿的法律制度上国家和各地区已经通过并开始执行相应的法律法规诸如:国家立法中《中华人民共和国水污染防治法》、《中华人民共和国土地管理法》、《中华人民共和国环境保护法》均以明文形式对概属湿地领域的相关应用、开发、保护行为进行规范要求;地区立法中各省份制定的《湿地保护条例》对湿地生态补偿制度建设的内容进行确定;国家性政策中2000年《中国湿地保护行动计划》、2004年《全国湿地保护工程规划》、《全国湿地保护工程“十一五”实施规划》、《全国湿地保护工程“十二五”实施规划》、《中央财政林业补助资金管理办法》都在各个层面体现了湿地生态保护及补偿的相关内容。但是有关湿地生态补偿的完整法律制度建设依然没有详尽, 无法满足湿地生态建设的相关要求。从立法以及制度的完整性来看, 没有明确湿地定义, 我国通行的湿地概念没有法律依据和法律定义;湿地生态补偿量化标准没有明确统一的实行办法, 补偿物类型, 补偿对象不具备法律刚性;湿地生态补偿义务关系没有理清, 湿地生态补偿的行政主体囊括林业、土地、水利、农业部门, 没有专一有效的行政主体执性补偿内容。湿地生态补偿的主体主要以政府财政资金转移来进行, 湿地损害者为主体能够体现市场化补偿的面积补偿形式尚未采用。
2 结语
湿地生态补偿长效机制的构建是实现生态文明建设, 统筹社会经济发展同生态环境保护平衡推进中的重要一环, 湿地生态补偿的内容主要包括:湿地生态补偿法制建设;湿地生态补偿理论研究;湿地生态补偿标准确立;湿地生态补偿实践应用4大内容。
湿地生态补偿制度建设应当从湿地生态的涵盖范围出发, 明确湿地补偿的主体、补偿的客体, 使得单一湿地生态补偿方式多元化, 更好的把握资金、政策、实物、智力在湿地生态补偿中的应用, 体现破坏者付费原则、使用者付费原则、受益者付费原则、保护者手补偿原则, 应用科学合理的补偿量化标准, 根据不同的湿地生态补偿条件制定不同的湿地生态补偿标准和湿地生态补偿方式, 才能提高湿地生态补偿可行性, 从根本解决湿地生态补偿主体与生态补偿客体之间的矛盾关系。
现代生态补偿研究综述 篇6
从人类历史的发展角度分析,生态补偿的正式提出源自产业发展、“人口爆炸”等产生的人地矛盾尖锐化。因此,可持续发展已成为世界各国的共同心声,和谐社会和科学发展观念已成为我国21世纪的时代需要。为了更好地改善生态环境,生态补偿的理论与实践应运而生。
1.1 可持续发展的时代要求
1987年世界环境和发展委员会在《我们共同的未来》一书中正式指出,“可持续发展是既满足当前人类的需要,又不危害其子孙后代为满足他们的需求而进行发展的能力”[1]。这就要求我们当代人既要达到发展经济、改善生活的目的,又要保护好全人类赖以生存的土地、大气、淡水、海洋、矿产等资源,使子孙后代能够永续发展和安居乐业。因此,迅速建立健全生态补偿机制,将自然资源的开发利用建立在生态系统的自我恢复能力可承受的范围之内,以较低的资源代价和社会代价取得较高的经济效益是实现可持续发展的战略选择。
1.2 改善生态环境的重要手段
人类社会的经济发展历程就是对生态环境的不断认识、改造、尊重和服从的辩证统一过程。但从世界发达国家的发展历史看,生态环境的严重破坏已成为经济发展如影随行的“魅影”。对处于工业化中期阶段的中国而言同样如此,生态环境形势紧迫而严峻,环境资源的粗放型使用带来了环境污染和生态破坏,环境恶化又制约了经济的长远发展。如要缓解环境和资源的双重压力,必须改革环境资源的无偿和廉价使用体制,立意体制创新,建立和完善生态补偿机制,使生态补偿走向法制化、规范化和市场化道路。
1.3 科学和谐发展的客观需要
科学发展观为我国的经济社会发展提出了总体方向,同时为资源、环境和经济的协调发展指明了方向。但在我国的区域发展格局中,存在着资源优势与经济发展的二元结构态势。从全国来看,几十年来资源富集但经济落后的西部地区为了改善生态环境而牺牲眼前的经济发展,源源不断地将煤炭资源、水资源等输往资源稀少但经济发达的东部地区,处于下游的东部地区在获得巨额生态效益却没有给予西部足够的补偿。这就使西部地区的人们由于分担了过多的环境负担而更加贫困,难以从全国的经济增长中获取相应的收益。在市场经济不断完善的今天,资源赋存区不可能无限制地奉献,他们不但应从资源开采和环境保护中获取自己应得的价值,而且有权利要求受益方共同维护当地的生态环境。可以说,生态补偿是在现实中对资源环境利益不公平的有效纠正。
2 生态补偿的内涵与类型
2.1 生态补偿的概念与内涵
由于侧重点不同及生态补偿本身的复杂性,生态补偿的定义和内涵至今尚未形成统一的认识,最初的生态补偿指自然生态补偿[2,3,4]。在20世纪90年代前期的文献中,生态补偿通常是生态环境加害者付出赔偿的代名词;而90年代后期以来,生态补偿则更多地指对生态环境保护者、建设者的一种利益驱动机制、激励机制和协调机制[5,6,7,8,9,10]。今天,生态补偿已经不是单纯意义上对环境负面影响的一种补偿,它应包括对环境正面效益的补偿;涉及的范围也不是单纯的项目建设,还包括政策、规划、生态保护等多方面。尽管定义没有统一,但其基本理论来源是一致的,即环境外部成本内部化原理,目的就是解决资源与环境保护领域的外部性问题,使资源和环境被适度、持续地开发利用和建设,从而达到经济发展与保护生态平衡协调,促进可持续发展的最终目标。此外,生态补偿的内涵也日益丰富。它既是矫正生态环境保护或破坏行为产生的环境利益和经济利益分配关系的一种环境政策手段,又是对生态环境功能丧失的补偿。生态补偿主体具有二元性,市场失灵与政府失灵是导致生态环境问题的机制因素,通过政府与市场的双向调节和双重补偿共同发挥作用,才能维持生态社会经济的可持续发展。生态补偿应有法定性,要依法有序和可持续地补偿,防止“人存政兴,人亡政息”。
2.2 生态补偿的类型
①从补偿对象角度,可划分为:对生态保护贡献者给予补偿,激励他们的积极性和持续性;对生态破坏中的受损者进行补偿,目的是维持公平合理的原则;对减少生态破坏者给以补偿,目的是通过一种外在的基础,促使过度放牧、过度砍伐等行为得到有效遏制。②从条块角度可划分为“上游与下游之间的补偿”。一是指流域上游的生态保护直接影响到下游地区的生态质量,对上游地区的生态保护努力和机会成本给予相应的补偿。该补偿体现了生态资源的福利共享和责任共担。二是指“部门与部门之间的补偿”。即“直接受益者付费”补偿,如林水部门耗资提升生态环境,对旅游部门、水利部门、航运部门等都产生了直接或者间接效益,可在这些集团中间进行利益的再调配。③从政府介入程度可分为:“强干预”补偿机制,是指对生态效益评估困难、交易成本较高的公共物品,通过政府的转移支付实施生态保护补偿机制;“弱干预”补偿机制,是指在政府的引导下实现生态保护者与生态受益者之间自愿协商的补偿。④从补偿的效果可分为“输血型”补偿和“造血型”补偿。“输血型”补偿是指政府或补偿者将补偿资金定期转移给被补偿方。该方式的优点是被补偿方拥有极大的灵活性,缺点是补偿资金可能转化为其他支出,难以体现生态补偿的真正涵义。“造血型”补偿是指政府或补偿者运用项目支持的形式,将补偿资金转化为技术项目安排到被补偿方,通过生态产业发展等形式增加落后地区的发展能力,形成造血机能与自我发展机制,使外部补偿转化为自我积累能力和自我发展能力。
3 生态补偿机制的构建
3.1 生态补偿的原则
从总体上看,生态补偿有以下几个原则:①“谁保护,谁收益”原则。由于生态保护行为具有较高的正外部效应,如果不对包括流域在内的生态保护区以及保护者给予一定的补偿,那么就会导致社会上“搭便车”行为的普遍存在[11,12]。付出努力的生态环境保护者应当得到一定的经济补偿、政策优惠或税费减免的激励,将正的外部效应内部化。②“谁污染,谁付费”原则。这是OECD理事会于1972年决定采用的环境政策基本规则,之后被广泛应用于各种污染的控制。③“谁受益,谁付费”原则。这是针对生态环境改善受益群体所采取的原则。但由于在一些情况下生态保护的受益主体的模糊性和泛化,地方政府应当成为补偿的主体,并从其财政中支付或转移支付该部分费用。④公平补偿原则。平等是作为生态正义的形式,公平才是生态正义的内容所在。⑤适度性原则。适度性原则是公平性原则的延伸,即生态补偿税(费)的征收要注意把握“度”,协调好补偿者和被补偿者之间的平衡,既要争取补偿与损失之间相持平,做到等量补偿,又要考虑到补偿者的实际情况。⑥灵活性原则。能包容生态补偿的各种情形。⑦协调性原则。生态补偿所要达到的最终目的是生态功能的恢复与生态系统的良性循环,促进生态、经济与社会的协调与持续发展,实现不同区域的协调发展。⑧政府主导、市场推进、社会广泛参与原则。生态保护建设作为公共事业,必然会出现市场失灵,需要政府的主导作用。同时,生态问题作为事关大众的社会性问题,需要公民的共同参与和共同监督。
3.2 生态补偿主体和对象
生态补偿主体:生态补偿的主体是指依照生态补偿法律规定有补偿权利能力和行为能力,负有生态环境和自然资源保护职责或义务,且依照法律规定或合同约定应当向他人提供生态补偿费用、技术、物资甚至劳动服务的政府机构、社会组织和个人。一般而言,由于国家是资源开发的最大收益者,政府首先应成为实施生态补偿的经常主体。各级政府通过非市场途径对生态环境资源的经营者进行补偿,如直接给予财政补贴、财政援助、优惠贷款、减免收费、实施利率优惠、劳保待遇等,对有利于环境保护的行为予以鼓励。其次是市场补偿主体。这是在政府制定的各类生态环境标准、法律法规的范围内,利用经济或非经济手段,通过市场行为改善生态环境活动的总称。第三是社会补偿。主要是指由国内外的组织机构或者社会民间团体、个人作为补偿主体来实施的补偿,如一些民间组织设立的基金会等,这一补偿主体尽管比例很小,但却是对政府补偿和市场补偿的有效补充和完善。
生态补偿对象:生态补偿的对象是指因向社会提供生态服务和生态产品、从事生态环境建设、使用绿色环保技术或因生活地、工作地或财产位于特定生态功能区或经济开发区域而使正常的生活工作条件或者财产利用、经济发展受到不利影响,依照法律规定或合同约定应当得到物质、技术、资金补偿或税收优惠等的社会组织、地区和个人。主要有以下几类:①生态环境建设者。如我国1978年开始的“三北”防护林体系工程建设。②生态功能区内的地方政府和居民。由于特殊的区域功能不利于区域经济发展,地方财政收入大大减少,严重影响到地方教育、医疗、交通和其他公益事业的发展,居民就业择业也因此受到影响,生活水平降低。因此,有关政府应给予该区域范围内的地方政府和居民相应的资金、优惠政策、技术等补偿,使他们因此丧失的发展机会得到弥补。③特殊工业园区或经济开发区内的单位和居民。如某些新开发工业园区内的原住民和单位,因大量工业企业迁入而导致周边生产和生活环境变差、生活质量下降等情况应该得到补偿。④为提高生态环境和自然资源保护及其利用水平而进行相关研究、教育培训的单位和个人。⑤积极主动采用环保、节能等新技术的企业应该给予补偿,如给予税收减免,鼓励企业主动减少污染和对生态环境的破坏。
3.3 生态补偿途径和方式
生态补偿的途径主要包括:①加大国家财政转移支付力度,如国家对西部地区生态环境建设的支持。②向受益部门收缴一定的生态补偿费和生态补偿税,将其纳入国家预算,由财政部门统一管理,国家每年将一部分资金补贴给生态建设者。③政府补贴,如将税收的剩余部分作为生态建设区替代产业发展基金,或减免农业税、特产税等。④强化对资源占用和环境污染的收费,增加资源占用和环境污染成本以提高资源的利用效率,减少对生态的破坏,增加对受害地区的生态补偿。⑤推广优惠信贷,既可刺激借贷人有效使用贷款,又可提高借贷行为的生态效率。⑥借助国内外基金,如世界环境基金(GEF)、世界自然基金会(WWF)等项目,用于受破坏地区的生态建设项目。⑦发行生态彩票,筹集生态建设资金。⑧加大对生态环境建设区经济发展的投资,提高其自身的经济实力,增强自我补偿的能力。补偿方式是指补偿主体采用何种途径来实施补偿,是补偿活动的具体形式和补偿制度的载体和运行环境,一般采用财政转移支付、补偿基金、押金、执行保证金等经济补偿,也可以采取实物、技术、政策等非经济补偿。
3.4 生态补偿标准
生态补偿标准是生态效益补偿的核心,关系到补偿的效果和补偿者的承受能力。根据不同的分类方法可以有不同的标准,如按补偿标准是否为法定,可分为法定补偿标准和协定标准。法定标准是法律明确规定不容许单方或双方拔高或降低的补偿标准,而后者则可由双方协商确定。按补偿标准的性质可分为恢复和保护价值型标准、出让型标准、激励(约束)型标准。恢复和保护价值型标准是补偿受偿者实际受到的损失或为保护生态环境(要素)实际付出的代价,如复垦费、养护费、污染治理费,目的在于让受偿者恢复到先前的状态;出让型标准往往是指以生态产品在市场上的价格为交换对价,如土地出让金、矿山采矿权的拍卖价金,主要是指自然资源产权出让出租;激励(约束)型标准,一般是针对行为对生态环境是否友好为前提结合一定经济发展水平和当时的生态环境状况而制定的以促进生态环境保护为目的的补偿标准,如企业采用清洁生产技术的政策和税收优惠。目前生态补偿标准一般以恢复和保护价值型为主,出让出租、激励(约束)型为辅;以补偿经济价值为主,生态价值为辅。当然,也要考虑区域及流域标准、行业标准、时段标准,等等。
目前,国内外主要依据对生态系统服务价值的评估作为补偿标准的依据,采取机会成本法、市场价格法、影子工程法、炭税法、造林成本法等对森林、湿地等生态系统的服务价值进行评估,据此对退耕还林、退耕还草、退田还湖、移民等行为确定补偿的额度。从我国现实发展看,补偿标准的上下限、补偿等级划分、等级幅度选择等,取决于损失量、补偿期限以及道德习惯等因素。在现有的条件下生态补偿只能体现相对的公平,而无法做到绝对公平。补偿标准低了不能有效调动参与生态建设的积极性,高了则政府难以负担。因此,补偿标准应在国家经济发展水平与其对生态效益的需求间寻求平衡点,应定在双方均能接受的水平上。
4 国内外生态补偿的实践借鉴
4.1 国外实践
20世纪50年代以来,一些发达国家和地区开始尝试利用经济手段调整经济社会发展与生态保护的关系。如19世纪70年代,美国麻省马塞诸塞大学的Larson和Mazzarse提出了第一个帮助政府颁发湿地开发补偿许可证的湿地快速评价模型[13],美国、英国、德国建立了矿区的补偿保证金制度[14,15,16,17,18];Cuperus R等对因高速公路的修建而产生的生态补偿问题进行了研究[19,20,21]。较为超前的研究成果支持了相关实践,如哥斯达黎加1995年开始的环境服务支付项目成为全球环境服务支付项目的先导。英国伦敦的国际环境与发展研究所、美国的森林趋势组织分别就环境服务市场及其补偿机制在世界范围内对自发或政府组织推动的案例进行了研究和诊断,作为理论的探讨和市场开发的依据。
世界各国在生态补偿模式上,政府购买仍是支付生态环境服务的主要方式,但是市场竞争机制依然可以在生态效益补偿政策的实施过程中发挥了重要的作用 (如美国)[22,23]。巴西和哥斯达黎加的成功经验还说明由政府提供补偿并不是提高生态效益的唯一途径,政府还可以利用经济激励手段和市场手段来促进生态效益的提高。同时,人们也在积极探索新的支付生态环境服务的模式,如公共支付(主要形式)、一对一交易、市场支付、市场贸易、生态标记等。
4.2 国内实践
生态补偿研究进展综述 篇7
关键词：生态补偿,运行机制,有效性评估,关键问题,案例分析
伴随着中国经济的快速发展, 生态和环境问题日益成为阻碍经济社会和谐发展的瓶颈, 建立高效合理的生态补偿机制已成为社会各界广泛关注的热点问题。《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》和《国民经济和社会发展第十一个五年规划纲要》都明确提出, 要尽快建立生态补偿机制。目前, 从为政府决策提供科技支撑的角度来看, 无论在理论和实践上, 生态补偿机制都还存在很多不成熟的地方, 需要开展一系列的理论和实证研究工作来完善。
一、生态补偿的定义及逻辑基础
生态补偿又称生态系统服务付费 (Payments for environ mental services, 简称PES) , 是一种将外部的、非市场化的环境价值转化为现实的财政激励措施的有效方式, 旨在鼓励参与者提供更多的生态系统服务。自1997年纽约市在实施流域水资源保护规划中首次使用PES概念以来, PES的研究已引起社会各界的广泛重视, 相关研究案例已经超过200多例, 但尚没有一个统一、公认的定义。在大多数情况下, 人们都只是把PES当成保护生态系统的市场工具 (如收取旅游区门票费和颁发生态证书等) 。
目前, 比较公认的定义是Wunder制定的简易判断条件: (1) 生态补偿项目是一种自愿的交易; (2) 有明确定义的生态系统服务; (3) 最少有一个生态系统服务的提供者; (4) 最少有一个生态系统服务的购买者; (5) 假设生态系统服务的提供者能够保证生态系统服务的供给。从当前国际上的实践来看, 很少有项目同时满足上述条件。如我国开展的退耕还林 (草) 工程, 就不满足上述条件中的1、2和5项。Landellmills和Porras对比分析了当时国际上开展的287个类似的PES项目, 发现几乎没有一个项目能同时满足上述所有条件。事实上, 讨论PES的定义并没有太大的意义, 真正重要的是PES项目的设计性能, PES项目是否能取得预期的生态效益。因此, 本文将为改善生态系统服务的供给而付费的项目及类似项目统称为生态补偿项目。
相对传统的环境保护活动的理论假设而言, PES的理论假设是一种逆向思维, 它颠倒了以前研究的结构性成分之间的关系。通常, 传统的环境保护活动强调减少环境的负外部性, 这确实有助于减少人们对环境的破坏, 但不能促使人们主动保护生态环境。而PES强调增加环境的正外部性。注重内生环境的正外部性, 让环境保护者受益, 这种保护环境的正面激励措施更能得到民众的支持和配合。图1展示了PES的逻辑基础。图1中的生态系统管理者, 通常从环境保护活动 (如森林保护) 中获得的收益要小于从替代的土地利用方式中 (如森林转化为耕地或牧场) 获得的收益。需要注意的是, 替代的土地利用方式会引起负的外部性, 使其他人 (如下游居民) 难以享受到森林提供的生态系统服务, 从而增加他们的生活成本。如果生态系统服务的使用者支付一定的费用给生态系统的管理者, 如果生态系统的管理者从森林保护中获得的收益加上使用者的付费超过将森林转化为牧场或耕地的收益, 生态系统服务的使用者的付费少于森林转化为牧场给他们造成的损失, 那么就会形成一种对生态系统服务的使用者和保护者来说是双赢的市场机制, 这种市场机制能促使生态系统的管理者保护森林, 生态系统服务的使用者能以较少的支出获得更多的福利。
二、生态补偿的运行机制
PES项目的核心就是通过生态系统服务的使用者向提供者付费, 将生态系统服务的非市场价值转化为当地参与者提供生态系统服务的财政激励机制。生态补偿的运行机制主要包括三方面的内容 (图2) : (1) 明确提供的生态系统服务数量; (2) 向服务的使用者收取费用; (3) 向服务的提供者付费。其中2、3部分可以简单地理解成一个买卖合同及履约问题。
(一) 理解自然过程, 明确生态系统服务的类型和数量
目前在PES项目中考虑的主要生态系统服务类型有:碳储存、流域水资源保护、生物多样性、土壤和景观/文化等类型。在实际操作时, 由于测量生态系统服务的数量存在困难, 大多采用土地利用变化替代, 即简单地认为恰当的土地利用可以产生期望的服务。目前, 世界上开展的很多PES项目都假设森林可以提供几乎所有期望的生态系统服务, 没有很好地对土地利用和生态系统服务之间的生物物理联系进行监测和评估。由于没有很好的评估土地利用和生态系统服务之间的关系 (很多时候是因为数据缺乏) , 有时PES项目会促成不当的利用土地, 如在水资源紧缺的地区鼓励增加森林覆盖的面积。尽管很多PES项目不完全清楚土地利用和所提供的生态系统服务之间的关系, 但这只能说明PES项目缺乏严谨的科学基础, 并不能因此而完全否定PES项目。
(二) 生态系统服务的购买者
关于购买者主要有两种区分:一种购买者是生态系统服务的真正使用者, 另一种购买者是生态系统服务使用者的代表 (典型的是政府, 非政府组织和国际公司) 。
在使用者购买的PES项目中, 购买者是生态系统服务的真正使用者:比如水电站给上游土地的使用者付费来保护水电站的流域上游。Pagiola和Platais认为这种类型的PES项目是有效的, 因为购买者对提供的生态系统服务掌握了更多的信息, 有明确的动机来确保这种机制运行良好, 而且对该服务的供给情况能直接观测, 与供给者重新协商也非常方便。有时, 这种PES项目也称为“科斯型的PES项目”, 因为解决问题的方法非常类似于科斯定理中的协商解决办法。
在政府购买的PES项目中, 购买者是代表生态系统服务使用者的第三方。由于购买者不是服务的直接使用者, 当然没有直接的动机确保项目高效的运行, 同时他们缺乏第一手信息, 也不能很好的观测服务的供给情况。相反, 他们可能会受到各种政治压力的影响。这些因素都会减少项目的有效性, 因此, Pagiola和Platais认为政府购买的项目大多缺乏效率。但需要注意的是, 由于交易成本中存在规模经济问题, 政府购买的项目很可能比使用者购买的项目更具有成本有效性。
某些情况下, 政府操作的PES项目筹集资金不是利用政府的财政收入, 而是通过向生态系统服务使用者强制收费实现的。这种项目是属于使用者购买还是政府购买类型?按Engel等的观点, 判断这类项目的类型应该看谁是决策者。若使用者对整个项目的决策几乎没有参与, 所有的项目设计和决策都是政府做出的, 那么该项目应划分为政府购买型。使用者购买和政府购买类型的一个主要区别是, 不是看谁付费, 而是看谁有权利决策谁付费。
(三) 生态系统服务的供给者
潜在的生态系统服务供给者是那些可以保证服务供给和运送的人。对水服务来说, 流域上中游的土地利用方式的变化可以通过渗透、蒸发、侵蚀和其它的过程影响下游的水服务。通常这说明潜在的生态服务提供者应是土地所有者, 在发展中国家, 政府是土地所有者, 这时对土地具有产权或者具有使用和管理权的当地社区也可以作为集体的生态系统服务提供者。无论谁是ES的供给者, PES项目设计时都需要寻求低成本的供给者。只要参与是自愿的, 服务的提供者都不可能接受低于提供成本的支付。
三、项目的有效性评估
实施PES项目的目的是将生态系统服务的外部价值转化为对参与者的一种财政激励, 以便增加服务的供给。因此, PES项目的有效性主要取决于社会赢利情况 (即新增服务的供给情况, 条件允许也可用新增的环境福利来表示) 和参与者的私人赢利情况。因此, PES项目的有效性分析, 就是对参与者个人的收益与项目最终提供的生态系统服务数量之间的关系进行损益比较。
Pagiola提供了一个分析PES项目有效性的框架 (图3) 。图3中的横轴表示土地所有者的净私人盈利, 纵轴表示土地利用产生生态系统服务的净价值。因此, 从土地所有者私人赢利和产生正外部性的角度来看, 图3中右上象限里的任何土地利用实践都是双赢的, 左下象限里的任何土地利用实践都是双失的。右下象限里的土地利用实践虽私下有利可图, 但产生了负外部性, 左上象限里的土地利用实践对土地使用者无利可图, 但产生了正外部性。45°斜线分开了社会总价值是正的 (斜线上部) 和负的 (斜线下部) 土地利用实践。PES项目的目标不是使私人获利, 但是社会期望的土地利用实践变得对私人而言有利可图, 从而采用正确的土地利用方式 (如图3中的事例A) 。
从图3中可以识别PES项目中可能发生的社会无效率状况:1.提供的支付不足以让土地所有者采用社会期望的土地利用方式 (私人无利可图) , 如事例B;2.参与者采用了社会福利小于社会成本的土地利用方式。尽管提供了服务, 但成本高于提供服务的价值, 如事例C;3.对到处都采用的土地利用方式付费, 如事例D。
前两种情形最终都会减少社会福利。显然, PES项目提供的支付标准对这两类社会无效率问题具有影响, 因而是PES项目有效性研究中的一个关键问题。实践中, 一般难以对社会福利与成本进行经济损益比较分析, 因为通常对生态系统服务价值的估计很困难, 尤其是完成福利的空间转换时存在很多不确定性的影响因素。在当前绝大部分PES的研究案例中, 关注的服务类型大多是以具体的服务单位表示的。因此, 确定项目实施引起的服务增加量也是PES项目有效性的一个关键问题。要避免第三类社会无效率, 就必须采取措施尽量提高PES项目所引起的服务增加量 (简称环境增益) , 避免发生“钱花了, 没起什么作用”的现象发生。
(一) PES项目环境增益的确定
就是确定实施PES项目后新增加的生态系统服务的数量, 也即PES项目对生态系统服务提供的贡献程度。需要注意的是, 是确定新增加的生态系统服务的数量, 而不是提供的生态系统服务总量。即使有措施能确保服务的提供者遵守合同约定, 也只有当PES项目能真正引起期望的土地利用变化时, 才能增加服务的供给。如果按照合同, 服务的提供者需要保有林地, 但如果在没有生态补偿机制的情况下, 他们也会这样做, 那么可以认为这样的PES项目的环境增益为零。如何测量PES项目的环境增益非常困难, 因为需要比较PES干预后的情景与不能观测到的常规底线情景。目前对土地利用变化与ES供给之间的定量研究不多, 从而不清楚土地利用与生态系统服务供给之间的关系, 这是在项目设计的时候需要注意的一个关键问题, 除了加强这方面的研究外, 在PES项目开始的时候, 就要设计合适的监测体系将它融入到项目的设计之中。
(二) 服务提供者的登记与是否履约
即使知道土地利用变化与服务供给之间的关系, 按项目设计的框架能否取得期望的服务数量还取决于很多条件:潜在的服务提供者是否都登记在项目中;服务的提供者是否遵守合同的条款, 这需要一些措施来监测提供者对合同的遵守情况, 也可以对不遵守情况进行惩罚。大多数PES项目吸引环境服务的提供者参与大多都不存在困难, 但存在很多能提供高价值生态系统服务的提供者并没有登记参与的现象, 造成这种现象的主要原因可能是这些地方的机会成本超过了项目提供的支付水平。确保服务的提供者遵守合同需要进行一定的监测工作。当前的PES项目中, 除了一些面积非常大的项目, 需要通过遥感影像结合样方抽样监测完成外, 大多是通过实地监测验收的。但监测本身并不能确保服务提供者遵守合同, 除非有配套的惩罚措施。原则上, 更严厉的惩罚措施可以减少监测成本, 但从政治上和实际操作的角度来看, 这些更严厉措施通常不具有可行性。因而不同惩罚措施对合同遵守情况的影响是值得系统研究和探讨的一个问题。
(三) PES项目中生态系统服务提供的成本
参与者的成本由于直接与支付水平有关, 是PES项目设计中需要考虑的另外一个关键问题。通常如果支付水平低于参与者的机会成本, 即使PES项目存在, 也很难引起社会期望的土地利用方式。而如果支付水平远超过参与者的机会成本, 就会引起资金的浪费。通常, 参与者的成本包括: (1) 放弃替代活动收益的机会成本; (2) 维持土地利用变化的实施成本 (如, 植树造林或原始森林监测) ; (3) 项目的交易成本。尽管支付本身并不是一种社会成本, 他们是一种转移支付, 在社会福利的计算中是被抵掉的。但由于机会成本难以观测, 实践中是利用支付数量来估计机会成本的大小或等级。如果参与者是理性的决策者, 他们将不可能接受低于他们的机会成本、实施成本、交易成本总和的支付, 因此支付数量可以作为这些成本总和的上界。需要注意的是, 交易成本非常重要。交易成本通常定义为一种残余项, 指那些不属于正常支付的成本。产生交易成本的原因有两个。第一, 让PES项目发挥作用必须满足一些信息需要:如土地利用与生态系统服务之间的联系评估, 底线情景的建立, 监测合同的遵守情况。第二, 实际进行PES交易的物流成本。可分为在项目运行前需要承担的启动成本 (包括信息采购、项目设计和协调成本) 和项目运行中的经常性成本 (监测、制裁、支付管理等) 。
通常建立服务提供的底线情景, 揭示服务和土地利用之间的联系, 协商建立PES体系可能即耗时又昂贵。但这些启动成本大多是固定成本, 随项目规模的扩大, 其在成本中所占的份额不断降低。因此, 在相对规模较小的使用者购买项目中启动成本非常高。如何降低PES项目的启动成本, 从目前的情况来看, 是探讨小规模PES机制的一项重大挑战。比较而言, 政府购买的PES项目由于规模大, 而且可以通过公共部门机构来管理, 这有助于政府项目降低交易成本。尽管政府购买项目存在很多弊端, 交易成本比较低应可算做政府购买项目的一个优势。需要注意的是, 有些政府购买的项目交易成本低, 是因为目标没有针对性, 采用一刀切的支付标准, 也不监测ES的产生, 这抵消了政府购买项目成本方面的优势。
(四) PES项目的潜在影响
PES项目的潜在影响主要表现为以下四个方面:
1. 副目标。
除了改善生态系统服务供应这一主目标外, 很多PES项目还带有副目标。在这方面, 使用者购买和政府购买的项目之间差异很大。从当前PES的实证案例来看, 通常使用者购买的项目都无副目标, 政府购买的项目至少都有一个副目标。有时副目标是明确的, 有时副目标是隐含的。最常见的副目标是减轻贫困、区域发展和创造就业机会。在当前的案例中, 副目标很少能发挥有利的影响, 如副目标过多, 或者副目标比生态系统服务供应更重要, 都会对PES项目的实施造成负面影响。
2. 项目的持久性。
指在超过项目支付期限后, PES项目改善长期服务供给的能力。缺乏持久性是PES项目的特征 (存在买卖双方的市场交易) 使然, 并不能当成PES项目无效的一个指标。只要买卖双方的参与是自愿的, 如果条件改变的话买卖双方都有选择退出的权利。通常, 要让PES项目具有持久性主要取决于保证持久性的方式:是否赋予买卖双方为了满足新的条件而重新协调合同的能力。
3. 泄露。
如果某地改善生态系统服务供给的结果是以其他地方环境破坏活动增加为代价, 这个问题就是“泄漏”。如果存在泄露, 研究区PES项目带来的福利就有被高估的可能。泄露可能是直接发生的, 如土地所有者在PES项目的支持下保护了自己的森林, 但将破坏活动转移到了其他地方;也可能是通过市场机制间接发生的, 如在PES中为保护森林征收的土地可能会导致林产品或农产品价格的上涨, 从而鼓励了其它区域的森林向农业转化。在实践中, 泄漏很难进行可靠的计算。如果合同设计审慎并进行适当的监测, 可以降低局部泄露的风险, 但间接泄漏仍难以评估。多数使用者购买的PES项目因为规模小, 一般不太可能造成间接的泄漏影响, 但政府购买的项目, 由于规模大, 确有可能造成间接的泄露。由于目前的定量证据有限, 对泄露往往只是直观的评价。
4. 不恰当的激励。
PES项目如果设计不当会引发不恰当的激励。当只在有明确的退化威胁时才付费, 那么潜在的申请人可能会主动造成存在这样的威胁。有时通过谨慎的合同设计可以避免引发这种不恰当的激励。如为了避免诱发森林砍伐, 可以规定, 一定年份前砍伐的地区, 才有资格参加PES项目。项目设计时, 需要对这种不恰当激励因素有所考虑。
四、生态补偿研究中的几个关键科学问题
(一) 机会成本与ES供给曲线的关系
在PES的研究中, 弄清支付水平与新增服务供给量之间的关系, 让决策者明确得到期望的服务供给量所需要的投入非常关键。由于服务的供给与农户经济行为都具有空间异质性, 通常的对策是开发不同尺度上集成的经济和环境模型。如Just和Antle提出了一个分析农业与环境政策关系的概念框架, 其中的模型基础就是在不同尺度上开发集成的经济和环境模型。这样的研究尽管有助于深入理解自然和经济系统的关系, 但通常所需数据量太大, 而且是高分辨率的生物物理和经济数据。在大多数情况下, 特定地点的经济数据只能通过特定目的的农户调查获得, 而这种调查需要很多时间和资源。而政策分析通常只需要分析结果及时, 并且有一定的精度, 就可以为决策提供信息支持。基于这样的考虑, Antle和Valdivia开发了最少数据方法, 可以通过利用一些容易得到的二手数据 (如统计报表上的数据) , 通过提供服务的机会成本的空间分布来推导新增生态系统服务的供给。最小数据方法因其所需数据较少, 模拟也足够精确, 可为政策服务, 已经开始有研究人员尝试将最小数据方法与水文和生产模型结合起来评价生态系统服务的供给情况。
(二) 参与者的空间筛选
PES项目中参与者是自愿参与的, 但这种自我选择特性可能会导致合同配置失灵, 导致参与者数量的增加对改进生态系统服务供给水平的作用不显著。当参与者的数量超出了资金所允许的范围时, 服务的购买者就需要选择参与者以使项目的成本效益最大化。由于选择PES的参与者可能引起三类无效率, 为了减少或避免这些无效率, 研究人员开发了一些研究工具来对参与者进行筛选。Babcock等将参与者目标选择的研究工具和方法分类为三种: (1) 福利法; (2) 成本法; (3) 福利成本比例法。Powell等和Rodrigues等采用了差距分析方法, 识别了给生物多样性保护能带来高福利的区域, Imbach针对多种环境服务目标, 考虑了毁林概率来确定PES项目的参与区域。Chomitz等的分析是一个成本法选择参与者的案例, 在研究中因成本和生物多样性间存在负相关关系, 从而最终的解决方案是低成本高收益的解决方案。Ferraro和Barton等的研究是采用成本福利比率法筛选参与者的案例。也有一些案例直接采用福利和成本而非其比率来作为筛选准则, 如采用线性得分函数, 成本只是作为得分方程中一个要素, 或者采用非参数、多目标方法。Wunscher等开发了一种福利成本比率来筛选参与者的研究方法, 该方法同时针对多种服务目标, 并将服务损失的风险考虑成一个空间变量来确定PES项目对服务的贡献程度。其方法是建立在Imbach研究的基础上, 区别是针对服务的分布采用了不同的假设 (考虑了毁林概率的影响) , 并综合考虑了微观水平上的参与成本。
(三) 信息租金
在PES项目中存在广泛的信息不对称, 关于合同遵守的成本, 服务购买者相比服务提供者本人知之甚少。这样就会存在土地所有者利用其掌握的私人信息, 从保护代理机构提取信息租金。PES项目中购买者期望在他们的预算约束下获得最大的的服务。但是, 有无合同, 低成本的服务提供者几乎都不会改变服务的提供水平, 而没有合同, 高成本的服务提供者就可能不会改善服务的供给。因此, 减少信息租金也可以起到增加PES项目对新增服务供给的贡献的作用。只要提供ES的机会成本存在空间异质性, 信息隐藏就会是一个问题。在美国, 欧洲和中美洲等地已经观测到土地所有者从保护代理机构手中获取信息租金的间接证据。举例来说, Shoemaker分析早期的美国的保护储备计划, 发现签订合同的土地价值增幅明显, 这是因为大量的信息租金流向了土地所有者。那些利润低于平均利润的土地上, 因为是按平均利润获得支付, 将获取到信息租金。目前, 减少信息租金的政策机制可大致分为三类:收集土地所有者更多的难以造假的信息 (信息披露) ;依靠筛选合约 (自我选择机制) ;利用采购拍卖的竞争力。
五、国内外典型研究案例比较分析
当前国际上开展的PES项目很多, 根据购买者不同来划分类型, 可以分为使用者购买和政府购买。使用者购买的项目类型中, 购买者一般是生态系统服务的直接使用者, 如法国矿泉水公司PES项目的购买者为矿泉水公司;政府购买的项目中, 购买者是政府机构或第三方代理机构, 我国退耕还林草项目的购买者即为中央政府。提供者一般都是维护生态系统服务的土地所有者, 或具有土地使用权利的集体和个人, 如厄瓜多尔的森林吸收CO2项目, ES提供者为本地社团或个人, 中国退耕还林草项目的提供者为项目区的农民。按照这一分类, 下面从PES项目的特征和有效性评估的角度, 对国内外一些典型的PES研究案例进行对比分析。
(一) 目标差异
各国实施PES项目的环境目标, 主要涉及流域水环境管理、农业环境保护、植树造林、自然生态环境的保护与恢复、碳循环、景观保护等。使用者购买的项目和政府购买的项目在目标设置上存在明显的差异。使用者购买的PES项目通常都只有一个明确的环境目标, 而且副目标少。如厄瓜多尔Pimampiro的PES项目主要关注流域的保护, PRO-FAFOR的项目主要关注碳吸收的问题, 法国Vittel矿泉水公司资助的项目主要关注水质问题。而政府购买的PES项目环境目标通常有多个, 而且副目标多。如哥斯达黎加开展的环境服务付费项目关注水资源、生物多样性, 碳吸收和景观的审美等多个环境目标;墨西哥的水文环境服务付费项目主要关心流域和蓄水层的保护等环境目标。使用者购买和政府购买的项目尽管在环境目标上存在差异, 但其支付对象却具有共性, 都是对那些有益于环境保护和改善的活动付费。
(二) 规模和监测
项目规模的差异是使用者购买和政府购买项目的另一个主要差异。通常政府购买的项目规模庞大, 如哥斯达黎加的环境服务付费项目涉及面积2.7×105ha, 美国的保护储备项目涵盖面积14.5×106ha。使用者购买的项目由于只关注自身感兴趣的目标, 因而规模小, 通常是针对某个小区域 (500-5000ha) 开展的。政府购买的项目通常在最初的试点研究与实践后, 在规模上会迅速的扩大, 这种扩大主要受政府预算的约束。使用者购买的项目通常规模的变化不大。从监测情况来看, 使用者购买的项目因为是使用者直接出资, 监督的动力和监督效果要普遍优于政府购买的项目。使用者购买的项目因规模小, 一般会进行实地监测评估, 而政府购买的项目因为规模大, 大多采用抽样监测技术。
(三) 支付方式和支付标准
使用者购买的项目支付方式灵活, 可采用现金、实物或技术援助其中的一种或多种混合的形式支付, 而政府购买的项目, 由于规模大, 多采用固定统一的方式。使用者购买的项目资金来源一般来自私人, 而政府购买的项目资金来源一般是政府预算。因为不同案例的社会经济条件相差很大, 不同PES项目的组织方式差别也很大。
从支付标准来说, 目前几乎每个研究案例基本上都是以服务的供给成本为基础, 而不是服务的价值。针对确定支付标准的核心变量———机会成本的研究, 由于其复杂性, 需要较高的科技水平支持, 如美国的保护储备计划采用的拍卖等方式来减少信息租金, 推算出了机会成本。在目前国内外所有研究案例中, 付费至少在名义上都是有条件的。而在实际中, 政府购买的项目约束条件通常比使用者购买的项目低, 但这种情况也会变化, 甚至同一项目的不同时期约束条件也不同 (例如美国的保护储备计划) 。一般而言, 使用者购买的项目主要受监控能力的限制, 政府购买的项目则可能受对参与者非合作行为的惩罚意愿的限制。由于PES项目提倡鼓励公众提供具有正的外部性的生态系统服务, 因而对合同违约的惩罚一般都只是取消合同, 较少采用更严厉的措施。
(四) 泄露
项目效益的泄露问题除了与ES类型有关外, 主要与项目的规模有关。规模小的项目一般不存在泄露, 厄瓜多尔的碳汇项目存在泄露, 主要与碳汇这种生态系统服务类型的自身特点有关。而规模大的项目一般存在泄露情况, 但目前大多数项目都对此缺乏具体的研究。
四、PES项目的有效性
使用者购买和政府购买的另一个显著差异是自愿性, 在使用者购买的项目中, 买卖双方都是自愿的, 而政府购买的项目中通常只是卖方自愿的。相对而言, 使用者购买的项目比政府购买的项目更符合科斯定理所构想的社会成本协调解决方案。使用者购买的项目管理者一般是使用者, 相比政府购买项目的管理者政府机构或第三方, 服务的使用者更能掌握第一手的信息, 其信息租金也低。使用者由于项目执行的情况关系到自己的切身利益, 因而存在直接的动机确保项目的执行状况良好, 而政府购买的项目则不然。尽管政府机构出面, 相对而言项目的监督成本要低于使用者自己的监督成本, 但信息租金较高。综合所有的研究案例来看, 通常使用者购买的项目合同遵守情况一般比较好, 而政府购买的项目合同遵守情况一般比较差。
基金项目:甘肃省财政厅《甘肃省内陆河流域、长江黄河流域生态补偿机制与财政政策研究》项目;国家自然科学基金项目 (40671076) ;中国科学院西部行动计划项目 (KZCX2-XB2-04-04) 资助.
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