生态治理项目的交易成本及其绩效评价

□樊胜岳 杨建东 陈玉玲

[中央民族大学 北京 100081]

自20世纪末以来，我国相继开展了退耕还林、草地禁牧、防护林建设、天然林保护、京津风沙源治理、小流域治理等大规模的生态建设工程。这些生态治理项目的作用效果和绩效评价，是许多学者关注和研究的重点问题之一[1～6]。生态治理项目的绩效评价，是一个多学科相互交叉的领域，其评价方法大致有三种：一是以生态服务价值为基础的生态效益、经济效益和社会效益的评价[7～9]。这种仅仅关注生态项目结果的评价方法，由于没有考虑参与生态建设的政府和农户双方的行为过程，无法回答该项目是否公平与可持续等重大问题，更无法纳入政府绩效评价的体系中。二是以公共价值为基础的政府绩效评价。公共价值管理是在新公共管理之后兴起的新公共行政范式[10～12]。然而基于公共价值的政府绩效评价在我国管理学领域仍处在研究和实践探索中，能够直接借鉴并用于生态项目绩效评价的研究成果较少[13～14]。三是以农户行为和交易成本分析为基础的生态项目绩效评价。

本文在借鉴生态环境政策交易成本分析领域已有研究成果的基础上，引入交易成本及其结构指数的概念，确定生态治理项目的交易成本分析框架和计算方法，根据成本结构的概念，设计结构指数和绩效指数，对不同生态建设项目绩效进行评价。选取位于北京周边生态建设重点地区的河北省赤城县为案例，计算4种生态建设政策的交易成本和绩效指数，探讨利用这些指标对不同生态项目的绩效进行评价和对比的可行性。

一、交易成本、结构指数和绩效指数的概念及计算方法

（一）交易成本的概念与应用

科斯（Ronald Coase）在《企业的性质》一文中运用交易成本解释企业存在的原因，但是并没有告诉我们什么是交易成本[15]。在1960年的《社会成本问题》中，科斯对交易成本内容作了界定,认为交易成本是规定和实施构成交易基础的契约的成本，因而包含了那些从贸易中获取的政治和经济组织的所有成本[16]。

交易成本理论被逐渐应用于生态环境领域的多个方面：Soloman探讨了交易成本在可交易的排污权运行中的作用以及环境保护中激励机制的设计问题[17]。Colby研究从农用水资源向其他用途转移时政策引致的交易成本，包括律师费、工程与水文研究费用、法庭运行成本以及管理机构运行的成本[18]。McCann和Easter在研究密苏里河非点源污染控制项目时，测度了非点源污染控制的4种不同政策的交易成本[19]。沈满洪在研究水权交易制度设计时，把水资源的交易成本划分为[20]：搜寻信息的成本、讨价还价的成本、签订合约的成本、水权计量的成本、监督对方违约的成本、违约后寻求赔偿的成本、保护水权以防第三者侵权的成本等7个方面。然而，由于生态环境政策执行过程中涉及多重行为主体，且资料取得比较困难，因而生态环境政策交易成本的具体测算，以及从交易成本的角度探讨生态治理项目的运行才刚起步[21～23]。

（二）交易成本的计算方法

威廉姆森对交易成本进行了更加深入的研究，将交易成本区分为事前、事中和事后成本[24]。其中，事前成本包括：搜寻成本、信息成本、议价成本、决策成本；事中成本包括：两方调整适应不良的谈判成本、建构及营运的成本、为解决双方的纠纷与争执而必须设置的相关成本；事后成本包括：监督交易进行的成本、违约成本等。生态建设政策的交易成本的计算公式，根据威廉姆森的框架，参考E.弗鲁博顿和R.芮切特对交易成本估算的分析结论[25]，确定由如下几个部分构成：

1．搜寻信息成本（C1）

生态建设工程项目规划费用（C11）、项目可行性论证费用（C12）、报请审批费用（C13）、项目分解和布置费用（C14）、项目宣传费用（C15）。

2．签订合约的成本（C2）

前往项目实施区的出差费用（C21）、合同书的印刷费用（C22）、土地面积丈量费用（C23）、农户宣传费用（C24）、合同签订费用（C25）。

3．建设及营运成本（C3）

中央政府组织实施费用（C31）、省级政府组织实施费用（C32）、县级政府的实施费用（C33）、营运费用（C34）。

4．监督违约成本（C4）

省级项目验收成本（C41）、县级监督对方是否违约成本（C4）、监测监督费用（C42）、乡级项目督查费用（C43）、专职生态管理员费用（C44）、发现违约费用（C45）。

5．违约后寻求赔偿成本（C5）

这部分主要涉及一项违约处罚费用（C51）。

交易成本计算也许还涉及其他因素，但主要是上述5个方面的成本，那么生态建设项目执行过程中总交易成本及其变量，可以用下式表示：

（5）式：β为贴现率、T为生态政策实施的时段。

（三）结构指数、绩效指数的涵义及其度量

引入交易成本的概念，是制度经济学一个历史性的理论创新。交易成本理论重视对制度本身的研究，它在充分分析市场交易契约的基础上，将整个“缔约”过程所产生的费用进行计量，并将所估算的交易成本大小作为评价制度优劣的标准。这在很大程度上解决了制度绩效的评估问题，使得对制度的研究得以大步推进。然而，将交易成本大小作为制度绩效的评价标准存在一定的局限性。交易成本在制度的纵向对比中往往比较有效，但应用于不同制度的横向比较时，就存在明显的不足。不同的生态项目的交易成本大小是不能直接比较的。例如，某地区退耕还林项目执行期间的平均交易成本为500元·hm-2，而草原禁牧政策同期的平均交易成本为50元·hm-2，并不能说明草原禁牧政策比退耕还林政策好。它们之间的比较，要看交易成本的结构和总成本结构。

为了解决这个难题，本文通过对生态建设过程中综合成本的结构分析，建立结构指数和绩效指数，达到对不同制度客观评价的目的。构建结构指数，需要考虑以下三个因素：

1．内生交易成本

杨小凯将交易成本分为内生交易成本与外生交易成本两个部分[26]。外生交易成本是交易决策前可预测到的，在交易过程中实际发生的各种直接或间接费用。内生交易成本是由于交易主体的机会主义行为所引起的经济损失，即由于机会主义的存在使交易者违背合约，造成现实均衡偏离理想均衡的成本[26～27]。

在内生交易成本理论的视野下，生态建设政策的行为主体——政府与农户的机会主义行为是内生交易成本的根源。农户是生态建设政策的直接参与者，拥有政府所无法充分掌握的信息，形成信息不对称，直接引发农户的机会主义动机。另一方面，生态建设项目往往使农户被迫改变熟悉的生产方式，如牧民不得放牧，农民不得耕种等，造成家庭收入来源的重大变化。年轻人能够走出农村，到城里务工，留守的老人却很难改变这种生活方式，当家庭没有收入来源时，他们只能选择“重操旧业”。这些原因诱发农户违背契约内容，造成政策结果的偏离。

内生交易成本与外生交易成本存在相互替代的关系[28]。人们可以增加搜寻信息、议定合同、执行合同等费用，从而减少内生交易成本，两者达到均衡状态时，制度绩效达到最优。在生态治理过程中，地方政府通过雇佣管理员和分派工作人员的方式管理生态工程，对违约行为进行处罚。长期的管理过程也是管理者与被管理者相互熟悉的过程，一旦彼此熟悉后，管理就变得困难：管理形式由“强制处罚”到“偶尔处罚”再到“口头警告”。所以内生交易成本存在刚性，即使加大外生交易成本，也无法降低内生交易成本。

由此可见，在生态建设项目中，内生交易成本处于主导地位。内生交易成本的大小可以作为生态建设项目绩效评价的一条主要线索。直接比较两个生态项目的内生或者外生交易成本占总交易成本的比例，显然可以大致判断出哪一个生态项目更好。

2．农户对生态建设项目的投入

在我国所有的生态建设过程中，始终贯穿着政府和农户这两大行为主体。它们所处的地位不同，在生态治理过程中的目标是不同的。农户是生态治理的具体实施者，其行为目标是经济效益的最大化和风险的最小化[29～31]。为了降低风险，农户会牺牲部分经济利益。在生态治理中，把植树造林、恢复植被变成他们行为的直接动力，来自于政府的生态补偿。因此，生态补偿费用大于或者等于农民生态建设的机会成本，并且能够足额发放给农户，是生态治理工程能否成功和持续的关键[32～34]。

我国生态建设项目的目的就是恢复或重建一个生态系统，使其提供生态服务这种公共物品。森林、草原等生态服务的受益范围广阔，应该采取政府投资的方式。政府对农户参与生态建设给予劳动报酬，对使用农牧民土地进行生态建设造成的经济损失给予生态补偿，并出资购买重建生态系统所带来的生态服务价值[3]。

然而在我国生态建设项目的执行过程中，为了降低生态建设的费用，一般采取以国家投资为主体，地方政府匹配投资为辅的方式，农户需要对生态建设项目投资或投劳，并且对生态建设土地使用所造成的经济损失，只能获得较低的生态补偿或者没有补偿。这类牺牲农户利益的由政府机关强力推行的项目，执行难度较大，实施效果不显著。例如，本世纪初，宁夏、北京、河北、内蒙古、陕西和青海等6省区相继发布了全面封山禁牧的决定，全国共有25个省区的1100个县全部或部分实施了封山禁牧，范围达67万km2。在环境保护日益成为政府硬约束的情况下，官方主导的自上而下的强制性禁牧政策正获得越来越多的拥趸。但这种自上而下的禁牧政策在实施了多年之后逐渐走向了式微，面临着越来越多的困境，其过渡性意味愈发明显[35～37]。可见，农户投入的大小是衡量一个生态治理政策的重要标准。

3．交易成本的比重

交易成本是经济活动的重要变量。从历史的角度来看，交易费用和转换费用一样都是经济增长的限制因素[38]。具体来说，交易成本不仅影响生产的契约安排，而且影响市场中生产和提供的商品以及服务的数量和类型。甚至可以说，交易费用从根本上决定着哪些经济生产活动和市场交易会发生，何种组织和专业将幸存，以及特定市场里某个人或者某个团体的兴盛[25]。

新制度经济学家都把交易费用看作是人类社会财富和稀缺资源的损耗，是一种经济运行的“摩擦力”。制度的出现及其重要作用正是为了降低交易费用。与此相关，新制度经济学家还把交易费用看作是一种制度成本，或者说是一个判断制度效率的指标。交易费用越高，说明制度的效率越低，反之亦然。林毅夫认为，制度安排的选择将包括对费用和效益的计算。在生产和交易费用给定的情况下，能提供较多服务的制度安排是较有效的制度安排。换句话讲，如果两种制度提供的服务数量相等，那么费用较低的制度安排是较有效的制度安排[39]。经济制度变迁的目的是为了降低交易费用，那么，随着制度的进步和完善，每笔交易的交易费用会下降。

4．结构指数、绩效指数及其权重

根据上述分析，生态建设项目的结构指数应该包含如下三个部分：内生交易成本占交易成本的比重，农户投入占生态建设项目生产成本的比重，交易成本占交易成本与生产成本之和的比重。这三者加权平均值构成了结构指数。

内生交易成本用ENTRC表示；生态项目生产成本用PROCOST表示，其中gC、fC分别为政府对该项目的投资和农户对该项目的投入资金；生态项目总成本用TOTCOST 表示；成本结构指数用TRCINDEX表示；绩效指数用PFINDEX表示。它们的关系如下：

（9）式权重的确定如下：

对于交易成本占总成本比重Tρ的测量，宏观层面的代表性论著为：Wallis和North在研究中首次对交易费用进行测度[38]。在他们的研究中，整个经济部门被分为交易部门和转换部门，交易费用来源于两部门的交易费用之和，而交易部门的交易费用以该部门所利用的资源的总价值表示，转换部门的交易费用以该部门从事交易服务的职员人数和薪水的乘积来计算。最终他们计算出美国的交易费用占国民生产总值的比重由1870年的24.9%～26%增加到1970年的46.66%～54.71%.Wallis和North提出的方法随后在交易费用的测度上被广泛使用。

微观层面的代表性研究为：McCann和Easter利用国家资源保护服务部门所收集的数据，对减少非点源污染政策的交易费用进行了测度。结果显示其交易费用占总资源保护成本的38%，验证了作者提出的将交易成本作为评判政策的经济效率指标的假设[40]。

对于内生交易成本占交易成本的比重，则较少研究。根据笔者对于生态建设项目的大量调查，其最大值小于90%。

根据上述分析，本文分别确定max{ρEi}=0.90，max{ρfi}=1.00，max{ρEi}=0.65

（四）绩效指数的等级划分

成本结构指数，包含了交易成本及其内部交易结构和农户投入占总生产成本的比重等三重指标，全面反映了综合成本的结构，是对生态政策过程比较具体而准确的定量描述，它可以揭示政策如何作用于生态建设的内部机制，反映政策执行过程中农户和政府的行为博弈，提供生态政策作用方式和强度的具体解释，完全可以作为生态建设项目的绩效评价指标。

绩效指数和结构指数的关系见公式（10）。生态建设项目绩效指数最大为1，最小为0。指数数值越大，说明该政策交易成本中内生交易成本越低，对参加生态建设的农户的生态补偿越高，利用政府行政资源越少，农户对生态建设投入的比重越少，农户积极性越高，因此也就越是一个好政策。为了直观反映效果，把生态建设 政策绩效指数0.0000～1.0000划分为5个等级。具体划分指标和含义见表1。

表1 生态建设政策绩效指数划分

二、赤城县生态建设项目交易成本与绩效分析

（一）实施的生态项目与数据获得

赤城县自进入21世纪以来，主要开展了京津风沙源治理工程、首都水资源可持续利用工程（以下简称首水项目）和全面禁牧政策。本文选择退耕还林、首水工程、小流域治理、全面禁止放牧4种生态建设项目，对其进行交易成本绩效的评价。这4项生态项目的实施概况，见本刊本期《生态建设项目的公共价值绩效及其内部结构》一文。

数据获取步骤如下：2012年10月和2013年7月，由作者参加的研究小组对河北省林业厅、赤城县有关单位进行实地调研，详细了解生态建设项目的具体实施步骤和实施结果。

在河北省林业厅，调查全省退耕还林工程、首水工程和小流域治理项目的实施步骤、范围、面积、生态补偿、投资等情况，并具体调查如下数据：项目规划费用、项目可行性论证费用、报请审批费用、项目分解和布置费用、项目宣传费用、前往项目实施区的出差费用、省级政府组织实施费用、省级项目验收成本、违约处罚等。把这些获得的数据平均分解到单位面积上。

在赤城县林业局，调查当地落实退耕还林还草工程的分布、面积、年度实施进度、补偿粮款发放以及实施过程中存在的问题等。具体调查数据主要有：上述三项工程年度实施面积、生态补偿年度发放、项目分解和布置费用、合同书的印刷费用、土地面积丈量费用、农户宣传费用、合同签订、县级政府的实施费用、农户投入费用、县级监测监督费用、乡级项目督查费用、村级管理员费用、发现违约费用、违约后寻求赔偿成本、违约处罚费用等。

在赤城县水务局，调查首水工程和小流域治理的具体实施情况、过程和相关数据；禁牧政策是由赤城县政府制定，并由水务局、林业局具体负责实施的。后来成立禁牧大队，专门负责全县的禁牧工作。在禁牧大队，调查禁牧政策实施的地域、面积、年度实施进度以及实施过程中存在问题等。具体调查数据与上述退耕还林类似，不再赘述。

农户调查和本刊本期《生态建设项目的公共价值绩效及其内部结构》中的农户调研类似。

（二）交易成本及绩效的计算结果分析

1．交易成本的计算结果分析

根据调查获得的数据，运用交易成本计算公式（1）～（5），分别计算出首水项目、退耕还林、小流域治理和全面禁牧4种生态建设项目的平均交易成本，见表2。

表2 4种生态建设项目的交易成本及其构成

从表2可以看出，退耕还林的交易成本最高，为474.49元.hm-2.a-1，全面禁牧的交易成本最低，为23.72元.hm-2.a-1。首水工程和小流域治理的交易成本分别为20.40元.hm-2.a-1和320.37元.hm-2.a-1。它们的建设内容类似，但是小流域治理的交易费用是首水工程的1.60倍。

在这4项生态建设项目的交易成本构成中，退耕还林的建设及营运成本所占比例最高，为80.96%；首水工程、小流域治理和全面禁牧的监督违约成本所占比例最高，分别是59.93%、76.04%和77.28%。全面禁牧因为没有生态补偿和投资，农户参与性很差，监督违约成本很高是预料中的事件。然而首水工程、小流域治理这样的水土保持项目，由于采用工程招标的方式，水务局把工程项目委托给工程公司承包，公司再组织当地农工施行。这样水务局就省去了亲自组织农户从事水土保持项目的具体事务，而将工作放到具体的监督检查方面，这是造成项目监督成本很高的主要原因。

2．生态建设项目执行期间的平均绩效

生态建设项目实施期间的绩效，可以通过绩效指数来体现。首水工程、退耕还林项目的绩效指数分别为0.8286和0.8625，绩效级别为很好；小流域治理的绩效指数为0.6831，绩效级别是较好；全面禁牧的绩效指数为0.1408，绩效级别为很差。

小流域治理与首水工程的建设内容类似，造成其绩效差异的主要原因在于资金投入方式的不同。首水工程投资标准为30万元/km2，全部由国家投入。小流域治理属于京津风沙源治理项目中的子项目，国家与地方投资比例为2：1，国家投资20万元/km2，地方配套10万元/km2，地方政府将配套投资这部分转嫁给了农户。在项目建设的11年间，农户投入劳动折合投资总计1421万元，占总投资额20.70%。农户较高的劳动投入，挫伤了他们参与工程建设的积极性，造成小流域治理的绩效低于首水工程绩效。

3．项目执行期间的绩效变化

生态治理项目作为一种制度安排，其变化的过程是两大行为主体——农户与政府追求各自利益并最终达到均衡的过程。由于政府是政策的供给者，在设计政策时就已经反映了自己的利益追求。因此，生态治理项目绩效的变化，是生态治理政策演化的过程中农户发现需求、追求利益的过程。探究生态治理项目绩效的变化，不仅能让我们详细了解政策的执行过程，也能让我们对两个行为主体的利益追求及其在不同环境所做的选择有深刻的了解。本文构建的结构指数为此提供了一个便捷的途径。

图1 4项生态建设项目执行期间的绩效变化

图1是赤城县4项生态建设项目执行期间的绩效变化。从图1上可以看出，赤城县4项生态项目的绩效变化都比较平稳。下面对绩效指数的变化，做进一步分析。

首水工程在执行过程中，绩效指数从2003年最高的0.9628到2012年的0.8301，趋势是逐步平缓下降，但是绩效指数都在很好的级别中；自政策实施以来，面对物价上涨、劳动力价格上升、技术变迁等外部环境的巨大变化，政策内部始终保持均衡状态，农户利益也没有受到显著损失，使政策效益与农户利益维持在一个平衡点。可见，首水项目是一个绩效稳定的生态项目。

退耕还林项目为农户提供生态补偿，解决农户生计问题，深受当地群众欢迎。自2003年工程启动以来，政策稳定，从工程设计、宣传、下达，到工程实施、监测、管护、验收，都未发生重大变化。绩效指数在2003～2006年一直上升，2007年有一个突然下降。这是因为退耕还林到2006年底完成所有退耕任务，政府不再安排退耕任务，只安排未匹配完成的荒山造林，农户不需要再投入劳动力在造林上，而是进行一些必要的树林抚育。此后几年时间，农户劳动力转移，家庭投资结构改变，收入结构有了很大变化。自2008年起，退耕还林项目绩效指数开始上升，绩效级别为很好。

小流域治理项目实施时段内绩效指数一直保持在较好的区间。该项目实施初期，要求农户投入大量的无偿劳动。2000～2005年期间，农户投入占项目总投资的比重高达33.47%，工程紧张的年份，这个比重甚至超过40%。较多的无偿劳动挫伤了农户的积极性，他们采取在施工中消极怠工或者直接不参与施工，工程项目因此实施缓慢。政府意识到问题的根源所在，迅速作出调整。2007年开始不再要求农户无偿劳动投入，全部投资额由国家拨款。这个改变起到了立竿见影的效果，农户的积极性被调动起来，项目得以顺利推进。因此，从2007年开始，小流域治理项目的绩效指数由2005年的0.6214上升到0.6920，并保持在较高水平，见图2。

图2 小流域治理项目绩效指数及其内部结构变化

全面禁牧自2003年实施以来，其绩效指数都在0.18以下，是一个绩效很差的生态项目。但是从2009年以后，绩效指数上升至0.1499，2010年下降后再度上升。根据绩效指数的含义，禁牧政策的绩效似乎已经得到提升。然而，根据我们的调查，事实并非如此，绩效指数的转变是禁牧政策陷入僵局引起的。

禁牧政策是一项自上而下的生态政策，上级政府将禁牧内容列为下级政府的政治任务，加大了政策的效力。在政策执行初期，赤城县政府就投入了大量人力财力物力，加大宣传，严格监管。后来水务局撤销禁牧派出所，全县禁牧工作由森林公安局直接对接，禁牧政策由政治任务转为常规性活动。然而，2009年以来随着羊肉价格上涨，农民养羊的热情空前高涨，放牧频率和范围加大，维权意识加强，禁牧的难度进一步加大。另外，多年来的禁牧政策取得一定效果，植被长势良好，为森林火灾带来了隐患，每年3月份到10月份，政府都得加派护林员防火防灾。在多方因素作用下，政府采取有弹性的禁牧政策，表现在处罚标准改变：原来发现偷牧，每只羊罚款10元，到现在调整为2～10元。监管人员在遇到情节不是很严重且农民的认错态度良好时，则只是做出口头警告。其次，在时间和空间上，禁牧大队基本默许村民在夜间放牧，并适当降低远离城镇及公路周边的管理力度。如有领导视察，则提前通知农民不要出来放牧。这些变化反映在交易成本结构上，则是交易成本降低，农户投入减少，最后导致绩效指数的升高。然而这种变化并不是制度优化使行为主体摩擦减少的结果，而是政策实施者懈怠造成的。

三、结论和讨论

生态建设项目交易成本及绩效计算是发现不同的生态项目是否顺利实施和存在问题的一种较好的方法。它不仅可以用来评价生态建设项目的绩效，同时可以为政策的完善以及政策演进提供一个清晰的思路。生态政策的设计，无疑应该沿着降低内生交易成本、充分尊重生态建设者农户的利益的角度去选择。

通过交易成本和绩效指数变化来分析生态建设项目的实施结果，存在类似于全面禁牧政策那样的绩效指数上升，而实际上实施效果下降的问题。这是因为，一种生态建设项目实施难度很大，就会造成内生交易成本居高不下。如果该项目监测监督的外部环境发生变化，则实施部门就可能懈怠导致该项目实施轨迹的变形，逐步演化为实际失效，使交易成本分析无法获得真实数据。而这种缺陷可以通过对相同生态建设项目公共价值绩效的过程绩效的结构分析来得到解决。对此另文详述。

通过对典型地区4种生态建设政策相互比较的应用结果可以看出，本文提出的交易成本及绩效指数方法是可行的，这将为生态建设项目的比较和绩效评价提供一个崭新的视角。

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