多属性渔业资源及其产权和管理安排

吕思言 慕永通

(中国海洋大学水产学院，山东青岛 266003）

诸多现象表明，政府在海洋生物资源管理方面颇为乏力——过度捕捞、对幼龄、低规格个体、受保护物种及其他非目标种类的兼捕以及生境破坏等［1］，都是管理乏力或无效的表现。这些问题促使人们把目光转向基于生态系统的渔业管理(EFM）［2］。联合国粮农组织(FAO）［3］通过《负责任渔业行为守则》(FAO，1995）敦促各成员国政府加强管理各国辖区内渔业资源的生物属性与环境属性;美国联邦法律［2］也要求渔业管理者谨防生物学过度捕捞，尽可能减少对低规格生物、非目标种类和受保护物种的兼捕。

EFM从大海洋生态系统(Large Marine Ecosystems）视角出发［4］，关注的不只是生物属性，还包括环境属性和资源利用者属性——这些都属于渔业资源的属性范畴。EFM强调对上述彼此之间密切关联的属性采取整体性管理办法，即实施多属性渔业资源管理。但现有管理安排常常把多重属性分割开来分别加以管制(如单一种类最大可持续产量(MSY）、单一种类兼捕限制及禁渔区制度等），且对环境属性与资源利用者属性考虑不足，与EFM的管理理念和目标相去甚远。

然而，如果要实施多属性渔业管理，就需要依照不同的边际原则分别界定各个属性的产权，那么，在这种情况下，选择何种产权和管理安排才能实现资源配置效率的最优化呢?对此，本文将梳理相关产权理论，用关键术语描述渔业资源的多属性特征和现行管理(特别是美国渔业管理）特征，并提出相关建议。

1 产权理论与多属性资源

此处集中讨论两个现象:一是即使对渔业资源管理实施了产权制度，还是会有一些属性出现在“公域”，即剩余属性;二是属性间交互作用所产生的溢出效应(外部性）。

1.1 产权、交易成本与资源的剩余属性

为解释第一个现象，我们需要从经济学角度来考察产权理论。首先，现实生活中从来就不存在不受任何限制的“绝对产权”，为了保护人们的财产、健康、安全乃至情感，所有产权都会在不同程度上受到法律、规制或社会习俗的约束［2］。

其次，由于交易成本存在，产权从来就没有被完整、明晰地界定过［5］。交易成本是理解人们选择何种产权安排的关键，产权制度之所以不断演进，在一定意义上正是为了节约生产成本和交易成本［5］。但搜集资源全部属性的信息，界定和保护这些属性的产权，衡量它们在产权安排中的潜在价值，约束人们对各类属性的利用、收益和交易等行为，都需要付出高昂的代价。交易成本过高的后果就是某些资源属性濒临“产权缺失”，这也就是为什么即便对资源作了产权安排，依然会有剩余属性出现的原因。

当交易成本超过交易可能带来的净收益时，产权再分配和交易就会受到阻碍。因此，必须在准确估算交易潜在净收益的基础上，设计并选用交易成本低、净收益高的产权分配方案，才有可能实现资源配置效率的优化和总收入的提高。

另外，若多个用户有权使用同一资源的不同属性，如渔民和环保组织同时分别拥有特定海区的捕捞权和野生生物保护权，不同渔民又同时分别持有对不同种类生物的捕捞权，那么传统的所有权和交易理论就很难给出有效的管理方案。面对这种情形，如何划分各类属性，并把相应的权利在不同用户之间进行分配，才能实现资源配置效率的最优化和总收入的提高呢?下文将对此进行讨论。

1.2 溢出效应

溢出效应是产权不完整、不明晰或缺失的产物，它实际上揭示了有关各方之间契约缺失、契约对属性规定不完整或这些规定至少与一方的目标不完全一致等现象的本质［6］。为避免或尽量减少溢出效应所带来的损失，人们总是想方设法内化溢出。Coase［7］探索了如何通过产权分配和降低交易成本等措施来解决溢出问题，他的建议是分割或捆绑资源的各个属性，建立“分割式产权所有制”(Divided ownership of property rights）或“捆绑式产权(集束产权）所有制”(Bundled ownership of property rights）。

类似于渔民和环保组织分别拥有特定海区的捕捞权和野生生物保护权，其他用户还可能同时拥有该海区的废物排放权、航运权和试验权等——这正是实施分割产权所有制的结果。但分割资源属性的一个重要条件是实现技术高度专业化［8］，因为只有这样，针对同一资源不同属性的各种开发利用活动之间才不会相互施加负外部性，分割式所有权才能激励生产，提高资源配置效率和总收入。

除了分割所有权外，若要完全内化溢出还需做其他努力，但无论采取何种办法，耗费的成本都不应超过溢出所带来的损失。法庭仲裁、私人契约能克服部分溢出，但有时会因交易成本过高而难以实施;政府规制通过缩小产权范围(如排污标准、最小网目尺寸限制）或完全禁止一些活动(如保护区、禁渔制度）也能解决一些溢出，但这些做法可能会导致总收入下降，且下降幅度可能大于溢出损失［9］，另外，寻租行为、官僚主义和委托－代理等问题也会导致政府规制的成本增加。因此，仅凭规章制度无法完全内化溢出，一旦出现“管制失灵”，政府或许可以通过产权再分配来解决问题。

当资源属性过于复杂致使交易成本过高时，捆绑是有效率的，而且藉此能够创建一种既能内化溢出、同时又能使资源所有者成为剩余属性价值的剩余索取权人的产权和管理结构，有助于增加总收入。搭售(Tie－ins）或联合供给(Joint supply）［9］、混合产出(Mixed output）［2］等措施实质上都是捆绑产权的具体表现。不过，技术因素会制约产权捆绑的功效，因为使用低劣技术会导致非排他性资源属性本应产生的租金耗散［5］。

信息不确定性和交易频率会影响契约的选择［10］:有关各方都熟知的、价格相对低廉的标准化商品通过产权分割和古典契约即可被交易;而对于那些信息难以获取且分配无法通过一次性交易完成的较为复杂的资源，新古典主义契约可能更为适用。若交易频率较低，分割所有制或许能继续发挥作用，但一旦产生新的溢出，或原有负外部性进一步恶化，或有剩余属性存在时，人们可能还需要向第三方(如仲裁、政府规制）寻求帮助。对于那些属性极为复杂、信息极为不确定、交易过于频繁的资源，长期的关系契约更为合适。政府部门，设有决策规则、能有效解决使用冲突的合作社，以及能做出集中决策的公司是关系契约和统一管理安排的常见形式［2］。

2 渔业资源属性及其管理

2.1 渔业资源属性

渔业资源包含无数多个生物属性和理化属性，如物种、种群、生物量、年龄结构、大小结构、性比、生命周期、繁殖力与种群补充、生长率与自然死亡率、迁移、地理位置与分布范围、生境需求等，这些属性可被用来界定种群、划分生命史阶段、描述种群特征等。正如前文所述，把多重属性全部纳入产权范畴是成本高昂的，因此不论采用何种制度安排，总会有剩余属性出现。

此外，“关系属性”(Relational attributes，或称属性关联性）［2］会进一步抬高产权安排所要跨越的障碍。关系属性是不同属性之间彼此关联、交互作用所产生的结果，展现了生态系统作为一个有机整体的完整性和内部关联性，以及与人类活动之间的关系。它常常表现为溢出效应，常见的有如捕食作用、兼捕、渔具冲突和生境破坏等。关系属性一般较为复杂，一方面是因为它涵盖了多种属性，另一方面是因为它具有动态变化性，且极易受外界因素干扰，人们不仅很难预测和掌握其信息，而且还需要根据其动态变化不断调整相应的契约规定。另外，一些普通的单一属性如种群补充，也和关系属性一样具有高度不确定性和动态变化性，对此，如何把关系属性和其他不确定属性纳入合适的产权和管理安排，是管理者面临的一大挑战。

2.2 美国渔业管理

根据美国1976年颁布的《麦格纳森－史蒂文斯渔业养护与管理法》(M－S Fishery Conservation and Management Act，下称“M －S Act”），联邦政府是美国 200海里专属经济区内海洋资源的产权所有者［2］。国会授予渔民事实上的共同捕捞权，而把管理权交给国家海洋渔业局(NMFS）和各区域渔业管理委员会(下称“管委会”）［1］。渔业管理计划是政府与渔民达成的契约，对捕捞从业者(如捕捞许可证的发放数量）、产出(如总可捕量、渔船捕捞配额、最小可捕规格、兼捕限制）、投入(如网目尺寸、船员数量、出海天数配额、渔船大小）、捕捞技术(如渔具类型、渔船监测设备）、渔期及渔区等做出限定。

美国现行管理制度主要依据渔具和传统目标种类对捕捞权进行分割，例如采取捕捞限额、兼捕限制和渔具改良等措施来控制过度捕捞与兼捕［10］;利用“重要鱼类栖息地”(EFH）和“特别关注栖息地”(HAPC）［2，4］来保护濒危物种、海洋哺乳动物、鱼类的卵、幼体及重要生境;用单一种类MSY来管理共生物种;等。

从上述管理安排可以看出，尽管联邦政府制定了多种规定，但大部分只强调少数简单的属性，如生物量、年龄结构、地理位置和分布范围，而对关系属性和其他较为复杂的属性则未予管制或管制乏力。另外，传统制度通常以实现目标种类的MSY为目标［10］，但事实上属性关联性会导致产生多个MSY，而基于不同MSY的制度会带来不同的管理效果。

为监督渔民的行为、收集与EFH和HAPC相关的属性信息、制定规章制度，联邦政府已花费了巨额费用［2］，由此可见现行管理安排并不能有效降低交易成本。此外，管委会的成员多由各区内的商业捕捞业、州和联邦渔业或野生生物管理机构、休闲渔业组织、环保组织和消费者组织的代表组成，而很少吸纳来自捕捞业内部的从业者［4］，这从而导致捕捞从业者在决策制定方面几乎没有话语权。由于未能成为捕捞决策的剩余索取权人，大部分决策因此对其行为缺乏激励，进而难以实现预期的管理目标。

3 其他可供选择的产权和管理安排

分割式产权安排能够解决一些溢出问题，但对诸如兼捕、渔具冲突、捕食作用和生境影响等因属性关联性和不确定性而难以克服的溢出，则需另作安排。本节将提出其他可供选择的产权和管理安排，这些安排考虑两个因素，一是交易成本不能超过交易的潜在净收益，二是产权结构要与资源属性相匹配——这两点也是确保资源有效可持续利用的必要条件。

新西兰等国成功实施个别捕捞配额制度(ITQ）［1］的经验表明，在所有渔业中用益物权(Usufruct rights）的综合分配可以有效化解溢出矛盾，避免租金浪费。原因是在用益物权制度安排(如ITQ、捕捞合作社）下，由于捕捞权的初始配置和剩余索取权人已经确定，捕捞者就会主动制定相对完善的作业计划、节约作业成本、提高渔获物质量。同时，对于剩余属性，捕捞者可利用契约将其纳入产权，但缔约成本应控制到最低。若捕捞权所有者又同时获得管理权和排他权，那么该所有者将成为其他资源属性(如兼捕、捕食作用、生境影响）的剩余索取权人。事实上，这是一种趋向于完全所有权的制度安排，也就是将不同权利配置给同一个用户，让用户自身承担其行为所带来的全部收益与损失。

渔具冲突和兼捕问题可采用配额交易等古典契约办法来解决，但如果在交易频繁的市场中兼捕权能实现标准化，且捕捞技术达到专业化水平，那么把捕捞权捆绑于渔船是有利的。

捕食作用具有频繁性和不确定性，最适合用统一的关系契约来管理。关系契约将从生产决策到实际执行过程中所涉及的全部活动整合在一个集中组织的内部完成，从而可以节省不少费用。当政府部门规范捕食溢出所付出的代价过高时，合作社与公司，也就是渔民内部组织可以代替政府部门发挥作用。合作社或公司除了认定渔民为资源属性的剩余索取权人外，还会把多种资源属性捆绑成束，而后对“属性束”予以管制。换言之，统一的关系契约对集束产权所有制更为适用。合作社和公司模式也会面临交易成本过高的问题，但由于这两种办法对大部分属性的产权做了明确界定，因而可以产生较高收益。

上述针对属性束的关系契约模式同样适用于生境属性，即把保护生境的权利捆绑于集束产权，并按空间进行分配。但是将生境属性纳入集束产权范畴的首要条件是，海域所有权必须具有排他性。渔业领地使用权(TURFs）制度将渔民视为剩余索取权人，其暗含的激励机制可能会取代政府规章解决问题。

现行制度安排对共有品的“保护”属性缺乏明确规范。由于界定和实施保护属性的产权所耗费的成本可能令普通民众难以承受，政府往往代替民众保护环境和生物，进而成为保护属性所产生的收益的剩余索取权人。

生境养护和物种保护既可以采取诸如渔具限制和禁渔区制度等传统措施，也可以采用从用益物权的综合分配演变而来的新古典主义契约。较之于前者，后者蕴含的激励机制更易控制交易成本、提高总收入。对于第二类措施，一种选择是政府与捕捞组织共同管理资源，即捕捞组织同政府缔约，政府继续担当保护生物与生境的角色，而捕捞组织的行为受契约的规制。事实上，这类措施同渔具限制和禁渔区制度一样，也是对资源的保护属性实施分割。但这种办法的缔约成本十分高昂，且即便建立了契约也难以付诸实践，原因是这种契约会因为权利共享机制而不被双方所认可，各方都追求自身利益的最大化，而忽略整体绩效的最优化。

另一种选择是政府和/或保护组织通过购买捕捞权的方式参与到合作社或公司模式中，其对保护属性的影响力由控股份额决定。不过，剩余索取权人的身份会迫使政府和/或保护组织衡量其实施保护措施的机会成本的大小，如果收入无法弥补成本，这种措施就很难奏效。在这种情况下，建立关系契约和集束产权所有制或许是更好的选择。

4 结语

从全球范围看，长期以来渔业产权和管理安排一直朝着可促进经济增长的方向演进，这与EFM所要达成的目标并不完全一致。人们期待通过优化产权和管理安排来优化资源配置效率、提高渔业总收入，但在尚不成熟的制度安排下，过高的交易成本致使只有少数较简单、信息易被获取的属性进入产权安排，剩余大部分属性依然遗留在公域，其租金很难逃脱被耗散的命运。

美国试图管理渔业资源的多属性，但目前尚无法同时实现总收入的提高。其他可供选择的产权和管理安排要求政府让渡部分管理权和排除权，使渔民或其他利益相关者(如公司和合作社）成为捕捞决策的剩余索取权人，因为公司或合作社更适合于处理属性关联性和不确定性等问题。

本文的基本结论是:①渔业资源属性的多样性、关联性、不确定性及其交易的高度频繁性是导致交易成本过高的主要因素;②由于只有政府有权决定渔业资源产权的归属，也有能力降低缔约成本，因此必须重视政府在产权和管理安排演变过程中的地位;③应该让最容易影响属性变动的个体或团体成为剩余索取权人，因为这样能增大资源利用所带来的净价值。

［1］Mu Y T.Fishery Management:Focusing on Right－ based Regime:2004［M］.Qingdao，China:Ocean University of Chine，2004.

［2］Edwards S F.Analysis:Property Rights to Multi－ attribute Fishery Resources［J］.Ecological Economics，2008，44(2 － 3）:309 －323.

［3］Food and Aquaculture Organization of the United Nations.Code of Conduct for Responsible Fisheries［M］.Rome，1995.

［4］Edwards S F.An Elemental Basis of Property Rights to Marine Fishery Resources［C］.The International Institute of Fisheries Economics and Trade Conference.Corvallis，Oregon，2000:1 －8.

［5］Cheung S N S.The Structure of a Contract and the Theory of a Nonexclusive Resource［J］.Law and Economics，1970，13:49 －70.

［6］Demsetz H.The Cost of Transacting［J］.The Quarterly Journal of E-conomics，1968，82(1）:33 －53.

［7］Coase R H.The Problem of Social Cost［J］.Law and Economics，1960，3:1－44.

［8］Barzel Y.Economic Analysis of Property Rights:1989［M］.New York:Cambridge University，1989.

［9］Demsetz H.Toward a Theory of Property Rights［J］.American Economic Review，1967，57:347－359.

［10］Williamson O E.Transaction Cost Economics:the Governance of Contractual Relations［J］.Law and Economics，1979，22:233 －261.