财政相对收支对区域生态效率的影响——基于纵向财政不平衡和地方财政支出规模的视角

顾程亮 李宗尧 成祥东

(中共江苏省委党校，南京210009)

财政相对收支对区域生态效率的影响
——基于纵向财政不平衡和地方财政支出规模的视角

顾程亮 李宗尧 成祥东

(中共江苏省委党校，南京210009)

根据世界可持续发展工商业联合会(WBCSD)定义的生态效率公式，在量化环境效率和资源效率的基础上降维合成生态效率综合指标，并进一步从纵向财政不平衡和地方财政支出规模的视角研究财政相对收支对区域生态效率的影响。结论如下：总体而言，纵向财政不平衡对区域生态效率的影响表现为即期作用，地方财政支出规模对区域生态效率的影响表现为滞后作用，一般滞后3年以上；基础设施将强化地方财政支出规模的促进作用，弱化纵向财政不平衡的抑制作用。分地区比较，发达地区纵向财政不平衡对区域生态效率的影响不显著，地方财政支出规模促进区域生态效率的发展，欠发达地区纵向财政不平衡和地方财政支出规模均抑制区域生态效率的发展。

区域生态效率 纵向财政不平衡 财政支出规模 IV估计

一、引言与文献综述

党的十八大报告将生态文明建设纳入中国特色社会主义事业五位一体总布局，生态文明建设由此上升到国家战略的高度。国务院发布的《关于加快推进生态文明建设的意见》进一步提出将生态文明建设放在突出的战略位置，绿色发展、低碳发展、可持续发展将成为我国未来区域发展的主旋律。而现实中，“三高一低”①“三高一低”就是指“高投入、高消耗、高污染、低效益”的经济增长方式。的传统经济增长方式严重破坏了生态环境，部分区域甚至超出环境所能容纳的极限，这种发展方式已难以为继，因此，探索绿色低碳可持续的经济发展新路刻不容缓。

推进生态文明建设，必须充分发挥环境保护主阵地的作用。生态环境保护由于存在外部性属于公共产品或服务的范畴，需要借助外部力量使之资源配置优化。当下我国包括生态环境服务在内的公共服务是以政府供给为主，相关研究表明，地方政府由于受当地选民和管辖区政绩的直接激励，在该领域的供给效率优于中央政府(Inman & Rubinfeld，1997；Besley & Coate (2003)、Bordigon等，2002)[1-2]。 1994年我国进行财政体制改革，实行分税制，部分财权下放以期提高公共服务绩效和实现基本服务均等化，但实际效果欠佳。剖其原因，一方面由于地方财政收入来源的缩减，加之其支出责任的相对扩大(陈硕，2010)[3]，地方政府的纵向财政不平衡问题愈发严重(江庆，2006；江庆，2007)[4-5]；另一方面由于转移支付制度的扭曲，土地收入分配的不合理，地方财政透支现象明显(刘玲玲，冯懿男，2010)[6]，地方财政支出规模及其差异性均呈上升趋势(郭庆旺，贾俊雪，2010)[7]。基于目前的政府考核机制，在纵向财政不平衡加剧和地方财政支出规模扩大的双重压力下，地方政府往往会通过压缩科教文卫等基本公共“软”服务来提高基本建设支出等“硬”产品或服务的比重(傅勇，张晏，2007；龚锋，卢洪友，2009)[8-9]。

区域生态效率是可持续发展的理论基础，是衡量地区生态文明建设水平的有效工具。生态文明建设的核心即为追求一种可持续的经济发展模式，其内涵强调的是在经济发展的同时保护生态环境。而笔者通过查阅资料发现剖析地方财政收支两个维度对区域生态效率影响的文献并不充分，其对地方财政的研究往往以理论分析为主。

鉴于此，本文把地方财政分为相对收入能力和相对支出能力两个部分，采用纵向财政不平衡来衡量公共财政收入的相对能力，采用地方财政支出规模来衡量公共财政支出的相对能力，通过全国30个省市(由于西藏2007年之前的电力数据未统计，故剔除)2001年-2013年的面板数据分析纵向财政不平衡、地方财政支出规模等因素对区域生态效率的影响，并针对实证结果提出相应政策，以期对政府生态环境公共服务供给有所启发。

二、生态效率与财政相对收支的相关定义及其关系

(一)生态效率的定义及数据分析

自1990年Schaltegger和Sturm[10]首次提出生态效率概念以来，世界可持续发展工商业联合会(WBCSD)[11]、经合组织(OECD)[12]、欧洲环境署(EEA)[13]和联合国贸易与发展会议(UNCTD)等分别对生态效率的内涵进行不同层面的补充，其应用范围也得到拓宽。虽然生态效率的定义与解释尚未形成共识，但其本质没改变，即用最小的资源消耗和环境污染换取最大的社会福利，是一种投入与产出的比值。国内比较主流的做法是在建立生态效率水平指标体系的基础上，通过数学模型和软件进行分析[14]。其中，由WBCSD提出的生态效率比值公式最为经典：

根据对资源消耗与环境影响的因素分析及数据的可获得性，本文参考黄和平[15]对于生态效率的处理方法，将公式(1)中分子用人均实际GDP表示，代表社会产品或服务的价值量，资源消耗则用电力消耗、用水、能源消耗来表示，环境影响则用COD排放、SO2排放、固体废弃物排放来表示，在此基础上分别得出研究地区的以上6种资源环境效率，并进一步通过主成分分析的方法推算其生态效率。

按照前述对资源效率和环境效率的定义，分别计算各项指标增长速度，具体按照公式(2)和公式(3)依次推算出资源效率中的电力消耗资源、水资源消耗和能源消耗的效率及环境效率中的COD排放、SO2排放和固体废物排放的效率。

对上述求得的资源效率和环境效率进行主成分分析，得到全国30个省市2001年-2013年的生态效率综合指标。由于按照生态效率概念模型的要求，生态效率的取值应在[0，1]之间，因此应对其进行标准化。本文选用离差标准化方法，其公式如下：

其中，Z为标准化后的值，Xi为历年各省市生态效率值。

图1显示了2001年-2013年期间中国30个省市生态效率的年均值。若以0.75与0.70为划分点可以将30个省市划分为三个梯度，第一梯度(0.75以上)有吉渝桂辽鲁川贵黑豫鄂10省市，第二梯度(0.70-0.75)有苏皖陕京甘蒙赣湘津浙沪粤冀宁闽15省市，第三梯度(0.70以下)有晋云琼青新5省市。

图1 2001年-2013年中国各省生态效率年均值

(二)纵向财政不平衡的定义及数据分析

本文采用纵向财政不平衡度量地方政府财政相对收入的能力。当下对纵向财政不平衡的定义主要有以下3类：

Roadway和Tremblay(2006)[16]从财政转移支付的角度定义纵向财政不平衡，他们把纵向财政不平衡看作是一种联邦税收水平，在这种税收水平下联邦政府的转移支付数额少于相对其支出责任数额。从这个意义上说，纵向财政不平衡就是不同级别政府对转移支付的需求，纵向财政不平衡出现在地方政府本级收入与支出之间的不匹配在转移支付或其他法定途径中并未得到抵销的状况下(Shah，2006)。[17]Breton (1998)[18]从本级政府财政收入与财政支出之间不匹配的角度定义纵向财政不平衡，他认为资金在地方政府之间的循环流动导致纵向不平衡的出现。并且，地方政府的融资水平和财政支出规模也与纵向财政不平衡息息相关。Collins(2002)[19]认为纵向财政不平衡代表某一级别政府自身财政收入以及依靠本级政府资源进行融资的水平与按照法定职责进行公共财政支出之间的差距。Matier C、L Wu & H Jackson(2001)[20]从不同级别政府权力不对等的角度定义纵向财政不平衡，他们认为政府之间的权力不对等直接导致纵向财政不平衡的出现。具体地说，当某一级别政府有权利要求其它级别政府通过增加税收或减少财政支出来满足其减税或增加公共支出的目的时，就会产生纵向财政不平衡。实质上，这就是各级政府财权与事权的不匹配，中央政府具有超出其事权的财权，而地方政府具有超出其财权的事权(Hallwood,MacDonald,2005)。[21]

国内学者大多根据Hunter提出的方法界定并量化纵向财政不平衡(江庆，2006；江庆，2007)。[4-5]Hunter提出VFI=1-G/E，其中VFI表示纵向财政不平衡，G表示来自中央的地方财政收入，E表示地方政府的总支出。本文借鉴Hunter的方法用地方政府公共财政收入与公共财政支出之间不匹配的部分占本级政府公共财政支出的比例来实现对纵向财政不平衡度量。

国家政府基于提高地方基本公共服务效率的考虑，在财税改革中下放部分地方财权。但由于财政分权制度本身的不完善导致国内产生严重的纵向财政不平衡问题。由图2可知，纵向财政不平衡值在各个省中差异明显，且分布较广。样本的平均VFI为0.484，最小值是北京的0.130，最大值是青海的0.816。VFI的不同反映出各个地区政府相对财政收入能力的不同，一般而言，经济欠发达地区的VFI往往偏高，因为该类地区经济不发达，当地政府的财政税收不足以支撑本级政府的支出责任，往往依靠转移支付进行弥补。

(三)财政支出规模定义及数据分析

本文采用地方财政支出规模指标衡量政府的财政相对支出。学界对地方财政支出规模测算通常有2种方式。第一种为绝对指标，一般采用考察期内地方政府的财政安排支出的数额表示。第二种为相对指标，一般采用地方财政支出占GDP(GNP)的比重来表示。本文考虑数据获取与处理的方便，借鉴龚锋(2010)[22]等所构建的财政分权多维指标体系，采用地方财政支出占全国财政支出的比重来衡量地方财政支出规模，进而分析在财政分权下地方政府财政支出规模与区域生态效率水平的关系。

由图3可知，财政支出规模值在各个省中的表现与纵向财政不平衡一样都差异明显，且分布较广。样本的平均FD为2.500，最小值是海南的0.525，最大值是广东的6.331。FD的不同反映出了各个地区政府相对财政支出能力不同，一般而言，地区行政面积越大其财政支出占全国财政支出的比例越高，即FD值越大。

(四)财政相对收支与区域生态效率的关系

根据30个省市2001年-2013年的区域生态效率值、纵向财政不平衡值和地方财政支出规模值计算13年间每年的各省整体平均值，以区域生态效率和纵向财政不平衡值为主纵坐标，以地方财政支出值为次纵坐标，以时间为横坐标观察财政相对收支与区域生态效率的关系。由图4可知，除了2009年-2011年期间的全球金融危机外，总体上，区域生态效率值在上升；地方财政支出规模在2011年增长放缓，但继续保持向上趋势；纵向财政不平衡在2007年出现了一个高峰值，总体上呈下降趋势。据此猜想地方财政支出规模与区域生态效率之间有着某种正相关关系，而纵向财政不平衡与区域生态效率之间有着某种负相关关系。

图2 2001年-2013年纵向财政不平衡各省年均值

图3 2001年-2013年财政支出规模各省年均值

(五)其它变量的设置与假设总结

地方财政支出规模和纵向财政不平衡对地方经济生态效率的影响程度很可能与该地区基础设施的完善程度有关。本文引入公铁路密度(公路里程与铁路里程的和与该行政区域土地面积的比值)来衡量该地区的基础设施情况。欠发达地区往往倾向把财政用于提供这种硬公共产品的供给，挤占对生态环境软公共产品的财政投入。在这种情况下，若该地区拥有更多的财政支出自主权，在中短期来看必将降低经济的生态效率，并且往往这种地区的财政收入会偏低，纵向财政不平衡程度较高。

图4 2001年-2013年财政相对收支与区域生态效率的关系图

依据已有的研究[23-24]和上述分析，本文的3个假设如下：

H1：提高地方政府相对收入能力，即降低纵向财政不平衡可以提高该地区的生态效率水平。

H2：地方财政支出规模的提高能够提高生态效率的水平。

H3：一个地区的基础设施越差，将强化纵向财政不平衡对生态效率的作用，弱化地方财政支出规模对生态效率的作用。

三、实证分析

(一)模型设定及指标选取

为研究纵向财政不平衡、地方财政支出规模等作用因子对区域生态效率的影响，本文将基本模型设定为：

其中，i代表省份，t代表年份。被解释变量Ecoeit为某省份某年的生态效率，其具体数值由文章第二部分得到。本文在上述模型中引入被解释变量滞后3期作为自身的解释变量，以此考察初始的生态效率对未来的影响。

解释变量VFIit为某省份某年的纵向财政不平衡水平，本文利用VFIit系数α来证明假设H1。VFIit系数α衡量了在控制其他变量的前提下，VFI对生态效率水平的影响，预计α值是负数。同时为验证VFI对Eco-e是否存在理论上的最值效用而引入一个VFIit的平方项，若VFI平方项的系数为负，且通过检验，则为倒“U”型，存在“最大值”；若为正，则为“U”型，存在“最小值”。并且联系系数α可进一步判断当前其处于“U”型曲线的什么阶段。

解释变量FDit为某省份某年的地方财政支出规模。通过FDit系数β来检验假设H2。地方财政支出规模系数β度量了在VFI保持不变的情况下，政府支出规模对区域生态效率的影响，预计估计出来的β为正。同时，本文引入财政支出规模的滞后3期来考察其是否对地方生态效率存在长期影响。

Xit表示控制变量。根据Turnbull和Midas(1995)的研究，类似生态保护等基础公共服务的效率与人口规模、居民的收入水平等宏观因素紧密结合。因此，本文采用对数化人均GDP(ln gdp)来控制居民收入水平对生态效率的影响；采用人口密度(pd)来控制人口规模对生态效率的影响；采用人均财政收入的对数形式(ln afr)控制地方财政收入变化。εit是随机误差项。此外，模型中还包括一个虚拟变量——基础设施(Dh&r)。这里的基础设施度量指标是该地区公路和铁路的密度，当一个地区公铁路密度达到或超过0.825(该值上下的省份数量大体相当)时为1，没有达到0.825则为0。由上述的猜想可知，纵向财政不平衡和财政支出规模的作用强度可能与该地区的基础设施的完善程度相关。为检验假设3，本文增添基础设施虚拟变量与纵向财政不平衡、财政支出规模的交互项z1,z2，预估这两个系数υ1υ2为一正一负。

综上所述，引入新变量后的总模型为：

本文所有的原始数据来源于《中国统计年鉴》(2001-2014)、《中国财政统计年鉴》、《中国城市统计年鉴》(2001-2014)和部分省市统计年鉴。

(二)模型结论分析

通过STATA软件得出计量结论。运用Hausman检验对表1中的3个模型分别进行测试，均拒绝原假设，故采用固态效应模型估计。3个模型的具体回归结果详见表1。模型(1)增添了VFI的平方项，模型(2)增加了纵向财政不平衡、地方财政支出规模与基础设施虚拟变量的交互项，模型(3)则是考虑解释变量VFI的内生性而使用工具变量的IV估计模型。其中，模型(3)由于使用了工具变量除了一般意义上的R2和F统计量外，还需对工具变量进行过度识别检验、识别不足检验和工具变量弱相关检验。Kleibergen-Paap rk LM统计值为22.246，其自由度为6的卡方分布P值为0.0001，高度拒绝原假设，故工具变量不存在识别不足问题；Kleibergen-Paap rk Wald F统计值为3.417，小于5%-30%水平下的临界值，故工具变量存在较强的相关性；Hansen J统计值为20.393，其自由度为5的卡方分布P值是0.0111，无法拒绝原假设，故工具变量的选择较为合理，不存在过度识别问题。因此，模型均通过计量的各个检验，具有可信度。

由表1可知，区域生态效率具有滞后效应，即区域前期的生态效率会影响本期生态效率水平，且前期生态效率与本期生态效率成负相关。这与一般认知似乎相悖，主要因为我国高消耗高污染低产出的传统生产模式并未得到彻底转变，后发地区转型发展难度大，更多的以被动接受传统产业转移实现地区发展。资源丰富，环境良好的地区，当地政府为求GDP考核，很少去考虑产业发展的生态效率。值得注意的是，生态效率的影响具有长期性。因为从表1可以看到，生态效率滞后1期对当期生态效率的影响不显著，而滞后2期和3期的生态效率系数对当期生态效率有显著负作用，在模型3中滞后2期和3期都在1%水平下显著。

由表1模型(3)可知，假设H1成立，纵向财政不平衡与生态效率成显著负相关。即纵向财政不平衡水平越高，该地区的生态效率水平越低。这主要因为纵向财政不平衡高，说明该地区政府公共财政收入相对于公共支出缺口大，为弥补缺口做出政绩，该地方政府更倾向于把资金投入到能短期快速得到财政收入的公共基础项目建设或产业布局上，忽略地区发展的生态效率因素。如此循环往复，加剧两者之间的负相关程度。另外，纵向财政不平衡的平方项与生态效率成正相关，结合纵向财政不平衡与生态效率负相关，由图5可知，我国生态效率与纵向财政不平衡的关系状态处于“U”型曲线的A区，在目前的经济发展模式下，随着地方政府纵向财政不平衡水平的加深，生态效率水平会越来越低，但下降的速度则会放缓。这成为国家倡导创新发展，注重集约生产，绿色消费的考虑依据。

当期、滞后1期和滞后2期的地方财政支出规模对生态效率的影响不显著，而滞后3期的地方财政支出规模与生态效率成正相关关系，假设H2部分成立。表面上来，这个结果很难理解，实际上这是由我国政府机构的选举架构与政绩考核所导致的。我国政府每5年一届，在5年任期内施政风格往往趋于一致，而下一届的施政风格又会根据上一届地方的实际状况而变化，故地方财政支出规模的影响具有较长的滞后性。当一个地区的财政支出自由度变大时，它会更有主人翁精神，更倾向于全局的、长期的计划，在地方引进产业，社会管理方面都会有所选择，有助于当地生态效率的提高，故地方财政支出规模滞后3期的系数为正。

人均财政收入水平与区域生态效率成负相关。人均财政收入高，意味着地方政府的财政收入高，但由于我国政府根深蒂固的追求“硬政绩”的政府惯性，加大对硬公共基础服务的供给和对短期较快能产生经济效应的企业的引进，降低了该地区的生态效率水平。人均GDP与区域生态效率成正相关。根据实际情况判断，人均GDP高的地区往往是经济较为发达的省市，而经济较为发达的省市的发展管理理念较为先进。开发区从以前的“招商引资”到现在的“招商选资”就是明显的例子，故人均GDP的系数为正。人口规模与区域生态效率成负相关，而其滞后1期和2期对生态效率无显著影响。因为当期的人口规模影响当期的生态效率，人口拥挤的地区显然环境负荷较重，生态效率提高难度增大，故其系数为负。

表1 区域生态效率水平和VFI、FD的回归结果

基础设施的完善程度与纵向财政不平衡交互项的滞后2期与生态效率成负相关，而其当期和滞后1期对生态效率无显著影响；基础设施的完善程度与地方财政支出规模交互项的滞后2期与生态效率成正相关，而其当期和滞后1期对生态效率也无显著影响，即假设H3部分成立。一个地区的基础设施越完善，将弱化纵向财政不平衡对生态效率的作用，强化地方财政支出规模对生态效率的作用，且其作用时间均有滞后性，原因在于基础设施的投建都是周期较长的工程。

(三)模型的稳健性研究

为研究地区经济发展差异对上述结论的影响，本文将分别对我国东部、中部和西部地区进行面板数据回归，并对上文结论的稳健性做出判断。表2分别汇总了我国东部、中部和西部地区财政相对收支能力对区域生态效率的回归结果。经Hausman检验拒绝原假设，所以采用固定效应模型。基于解释变量的内生性问题以及全国范围内3种模型有效性的考虑，本部分只对我国东中西地区进行IV估计，表2中三个地区的模型均通过检验。

由表2可知，东部地区生态效率从滞后2期起与当期生态效率成负相关，中西部地区从滞后3期起开始负相关。中西部地区纵向财政不平衡与生态效率成负相关，纵向财政不平衡的平方项与生态效率正相关，而东部地区这两项均对生态效率无显著作用。笔者结合图5认为，东部地区处在A区的偏底端，即实线与虚线的交接处，正在进行转型发展。H1对于中西部的作用依旧成立，东部地区无显著影响，说明在东部地区纵向财政不平衡与生态效率的关联性不稳健。

东部与中部地区地方财政支出规模滞后3期与生态效率成正相关，而西部地区成负相关。原因在于尽管各个省市的财政支出都在增加，但相对增长的速度不一。从而导致西部地区政府公共财政支出占全国财政总支出的比例反而下降。H2对于东部中部地区成立，在西部地区表现为负数，我国西部地区地方财政支出规模与生态效率之间的关联性并不稳健。

图5 生态效率与纵向财政不平衡关系图

三个地区纵向财政不平衡与基础设施交互项的滞后2期与生态效率成负相关，地方财政支出规模与基础设施交互项的滞后2期与生态效率成正相关。H3对于我国东中西三个地区依旧成立。

此外，东中西部地区的人均财政收入与人均GDP对生态效率均无显著影响。人口规模与生态效率三个地区都成负相关。

综上所述，纵向财政不平衡与地方财政支出规模对区域生态效率的影响不稳健，并与经济发展程度相关。经济较为发达的地区纵向财政不平衡对生态效率的影响不显著，地方财政支出规模对生态效率有正面作用。经济欠发达地区纵向财政不平衡对生态效率有负面作用，地方财政支出规模对生态效率有负面作用。且经济发达地区生态效率处于A区底端，欠发达地区处于A区生态效率快速下降阶段。

四、结论与政策建议

根据世界可持续发展工商业联合会(WBCSD)定义的生态效率公式，在量化环境效率和资源效率的基础上降维合成生态效率综合指标，并进一步从纵向财政不平衡和地方财政支出规模的视角研究财政相对收支对区域生态效率的影响。结论如下：(1)在较发达地区，纵向财政不平衡对区域生态效率的影响不显著，地方财政支出规模促进区域生态效率的发展；在欠发达地区，纵向财政不平衡和地方财政支出规模均抑制区域生态效率的发展；(2)纵向财政不平衡对区域生态效率的影响表现为即期作用，地方财政支出规模对区域生态效率的影响表现为滞后作用，一般滞后3年以上；(3)在基础设施较为完善的地区，地方财政支出规模对生态效率的促进作用较强，纵向财政不平衡对生态效率的抑制作用较弱，其作用同样具有滞后性。

表2 我国东中西部地区生态效率与VFI、FD回归结果

从分析的结果看，提高我国生态效率应从以下几方面着手。第一，树立可持续发展的理念，积极引导较发达地区进行科学创新发展，进一步优化结构，形成经济增长新动力，鼓励欠发达地区进行金融创新促使政府形成更好的融资能力，降低纵向财政不平衡水平，同时有选择的引进产业，孵化新业态、新模式；第二，国家应积极开展财税体制改革，进一步调整中央和地方的财权和事权的责任，在可控范围内提高地方政府的公共财政支出能力。有关地方政府加快对接“一路一带”、京津冀协同发展、长江经济带战略规划，抓紧机遇，迎难而上；第三，继续加大对中西部地区基础设施建设的倾斜力度，扩展水陆空三维空间通道，通过转移支付缩小东中西财政收入的差距。推进全国城市地下综合管廊建设，通过基础设施建设，减弱纵向财政不平衡对生态效率的抑制作用，强化地方财政支出规模对生态效率的促进作用；第四，改革政府考核机制，进一步转变并明确界定政府职能。转变地方政府唯GDP论的发展，引入生态文明到整个社会发展的每个层面。

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【责任编辑 郭艳娇】

F812.4

A

1672-9544（2016）04-0046-10

2015-06-06

顾程亮，经济学教研部，经济学硕士，研究方向为区域可持续发展；李宗尧，经济学教研部副主任，教授，博士，研究方向为资源与环境经济学、区域经济等；成祥东，经济学教研部，经济学硕士，研究方向为区域经济。

国家社会科学基金项目“基于利益相关者视角的区域生态文明多层次协同治理研究”(14BJL102)；江苏省社科基金“‘五位一体’的江苏生态文明新体系研究”(13W TB024)；江苏省第四期“333高层次人才培养工程”江苏生态文明建设的多层次协同治理研究(BRA2014207)。