合成，一部分的特别功能生态系统服务、治理和利益相关者参与

从污染者付费到提供者获得:生态系统服务付费下的权利和成本分配

• 摘要
• 简介
• 权利与义务、成本与收益的分配
  • 高效分配和PES
  • 高效分配与PPP
  • 生态可持续的规模和生态系统的固有品质
  • 分配效应
• pe和PPP与法律框架的相互作用
  • 使用pe而不是PPP的原因
  • 监控和执行
  • 恢复、PES和PPP
  • PES和PPP之间的实质性法律差异
• 实施PES的关键问题
  • 体育权利与基本权利和法律义务并存
  • ES提供者不恰当的词典声明
  • 对潜在损害的不当索赔
  • PES，当地赋权，和内在激励
• 结论
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

介绍

生态系统服务(ES)框架旨在整合环境保护的生物物理和社会层面，以应对可能在21世纪达到顶峰的环境危机(Daily等，2000年)。这个被广泛接受的框架提供了生态学和经济学之间的联系，并被视为人们思考自然环境方式的范式转变(Turner和Daily 2008)。生态系统越来越被视为资本资产，有可能产生一系列至关重要的维持生命服务，因此需要仔细的评价和投资，以使经济奖励与保护自然资源的需要相一致。从这一范式来看，生态系统服务付费(PES)的概念正在演变，并在环境科学家和管理人员中引起了相当大的关注，并受到了广泛和激烈的辩论(例如，戈比2000，帕吉奥拉等人2004，法利2008，斯帕什2008，雷德福和亚当斯2009，诺加德2010，瓦恩2010，金齐格等人2011)。

PES程序通常被定义为自愿交易，在这种交易中，至少一个服务用户从至少一个服务提供者那里“购买”了定义良好的ES，但只有服务提供者才能真正确保服务提供，也就是条件性(Wunder 2005, Engel et al. 2008)。相比之下，污染者支付原则(PPP)是指对环境的损害应由可能对环境造成损害或实际造成损害的人来防止或赔偿(Førsund 1975, Baldock 1992, Seymour et al. 1992)。相比之下，津贴概念将财政负担转移给某一津贴的接受者。自其出现以来，PES项目已被按多种方式分类:支付本身包括用户资助的PES项目，其中资金要么来自服务用户，如个人、公司或非政府组织，要么来自第三方，即政府资助的项目(Wunder et al. 2008)。就这些对土地使用的影响而言，文献将土地转移计划分为两大类:一类是将土地从农业或林业或其他采掘用途转移到其他用途，另一类是修改农业生产活动以实现环境目标，如工作-土地计划(Zilberman et al. 2008)。PES的另一种分类侧重于这种系统交付的结果。对这些结果的监测要么基于促进服务提供的输入，要么基于为服务本身确定的指标，即输出(Zilberman等人，2008年，Zabel和Roe 2009年)。PES还可以区分为按土地单位支付的费用、按提供的服务支付的费用和根据避免的恢复有关ES的费用支付的费用。然而，通常情况下，PES方案并不直接为量化的环境服务付费，而是为通过代理提供这些服务的土地用途或投入付费(Wunder 2007, Quintero et al. 2009)。

为提供ESs付费的概念并不是完全新的;在这方面已经有了成熟的先例，如用债务换取自然交换和保护地役权。美国和欧盟(EU)的农业环境政策历来促进了PES项目，旨在减少农业生产产生的负面外部性，同时向农民提供公共补贴(Baylis et al. 2008)。在发展中国家，许多PES项目，特别是在较贫穷的国家，将农民和国际援助机构聚集在一起，寻求双重红利，即在减贫的同时提供ESs。随后，这些机构越来越多地考虑将PES项目作为实现社会和环境目标的一种方式(Bulte et al. 2008)。然而，对于PES创造这种双赢的能力的批评仍然强烈，例如，因为付费服务的范围有限(Redford and Adams 2009)，或者因为PES甚至可能导致与预期相反的结果(Vatn 2010)。至少在理论上，PES项目有可能对自然资源管理和维持农村生计做出贡献。

至少从20世纪50年代起，PPP就一直是环境话语的一部分，特别是自20世纪70年代以来，由经济合作与发展组织(OECD)和个别成员国推动(OECD 1972年，f ø rsundd 1975年)。PPP被理解为一种成本分配原则，根据该原则，污染者应承担公共当局为保护环境而决定的污染预防和控制措施的实施费用(Førsund 1975)，根据其定义，它也适用于发生环境损害的情况。工业化国家对购买力平价的解释和执行也在农业活动及其对环境的影响方面进行了广泛的讨论(例如，Baldock 1992年、Seymour等人1992年)。

在目前多样化和快速变化的农村环境中，越来越需要考虑到多方利益攸关方观点的生态系统管理制度，例如《欧洲水框架指令》和《奥胡斯公约》。由于每个利益相关者对不同的ESs拥有不同的权利(Schlager和Ostrom 1992年，Ostrom 2000年)，这些利益相关者中有一些被称为产权所有者。Schlager和Ostrom(1992)通过分析权利和成本的分配来讨论这些权利。然而，他们也始终强调“所有权利都有相互补充的义务，拥有一项权利意味着其他人将有相应的义务来遵守这项权利”(Schlager and Ostrom 1992:250)。我们的目标是确定是否实际上已经发生了范式转变，从PPP转向了更预防性的，但往往监测不足的PES方法(Pattanayak等人，2010年)，在这种模式下，ESs的提供者从这些服务中获得财务激励，即遵循提供者获得原则(Hanley等人，1998年，Hodge 2000年)。在法律框架缺失、制定不当或执行不力的情况下，我们将pe与PPP进行比较，以洞察它们不同的结果。最后，我们讨论了PES项目在实施过程中面临的另外四个关键问题。它们涉及到可持续发展与基本权利和法律义务的必要共存，以及可持续发展提供者的各种动机和有时不适当的要求。

权利和义务、成本和收益的分配

高效分配和PES

重要的是，权利、相关义务和成本的分配是PES的一个核心但经常被忽视的方面。通过仔细观察科斯(1960)的工作，可以看出，PES项目关注的是经济有效的资源配置。科斯(1960,1987)认为，交易成本，如谈判、监测和执行，构成了经济现实中不可撤消的因素，因此，必须包括在经济分析中。然而，他的工作也被解释为暗示，通过外部性，包括环境问题，由市场失灵引起的许多问题可以通过使用有效的法律结构和定义明确和可执行的产权来克服，从而鼓励自愿合同(科斯1987年)。这些论点最适用于交易成本低、信息容易获得的情况。

这种最初的Coasian方法隐含了一个类似于Daly(1992)和Costanza等人(1997)等作者提出的三阶段方法的层次结构，即:(1)建立一个生态可持续的规模;(2)利用产权和转让制度，建立社会公平公正的资源分配制度;③一旦解决了规模和分配问题，从经济效益的角度出发，运用市场化机制重新配置资源。科斯和科斯坦扎等人之间的相似之处在于第一和第二阶段，这两个阶段的重点是建立既生态有效又在分布方面公平公正的尺度。

然而，科斯表达的观点在某种程度上以不同的方式得到了推广，他认为，如果交易成本不存在或小于由此产生的收益，那么除了最初的产权分配之外，就不需要任何监管，适当的产权分配被认为是充分的，可以通过谈判实现。这就是科斯定理经常被描述的方式，尽管科斯(1987)认为他的结论被误解了。然而，根据科斯定理(Pagiola et al. 2008)来考虑用户资助的PES项目。其他作者将这些PES项目称为“自组织的”(Perrot-Maître和Davis 2001)或“私人的”(Wunder 2005)。恩格尔等人(2008)指出，用户资助的PES项目可能比政府资助的项目更有效。然而，这些作者也承认，“在某些情况下，政府资助的项目可能是唯一的选择”(Engel et al. 2008:667)。Coasian解决方案的其他条件包括以低交易成本执行的明确界定的产权(Pagiola和Platais, 2007)。当所有这些前提条件都得到满足时，无论谁最初拥有产权，都可以说通过谈判和市场交易实现了有效或帕累托最优配置(Pagiola和Platais 2007)。但是，应当指出，从这一理论角度来看，私人经济政策最初并没有考虑到产权的社会公平分配问题。PES项目似乎只关注于对那些应该通过市场分配的权利进行法律上健全的定义。 Moreover, even less focus seems to have been given toward legally effective structures that establish an ecologically sustainable scale at the outset. Thus, the relationship between this allocation approach and the PPP requires further discussion.

高效分配与PPP

到目前为止，作者(Glazyrina等人，2006年，Fischhendler 2007年，Pannell 2008年)对PPP的选择和相关的成本分配与其他原则(如受益人支付或提供者获得原则(Hanley等人，1998年，Hodge 2000年)的比较仍存在分歧。然而，根据Pannell(2008)，当除了个人之外的普通公众也是受益人时，受益人支付原则和提供者获得原则之间似乎没有重大区别。在PPP模式下，产权被分配给具有环境质量的消费者，当污染者支付足够多的钱时，污染者可以以当前的市场价格补偿消费者，双方都被称为“更好”。这方面的一个例子是，一家污染企业向邻居支付高于市场价格的房产价格，让他们搬到其他地方。这可以被看作是类似于一个项目一个项目和基于市场的观点，如在PES中占主导地位的观点(Norgaard 2010, Vatn 2010)。因此，总体结果可能在也可能不在生态限制范围内，因为这些不是总体设计的一部分。这些限制也不能通过个人谈判实现，因为个人的关注点和他们各自的目标是基于他们的财务利益和现有的资源、金钱和权利分配。这一点很重要，因为至少在Costanza et al.(1997)和Daly(1992)的意义上，PES和PPP这两种方法似乎更关注于单个项目驱动的效率，而不是生态可持续的规模或社会公平的权利分配。

生态可持续的规模和生态系统的固有品质

生态可持续性的概念集中于社会经济系统中资源和能源吞吐量的生态可持续性规模(Boulding 1966, Daly 1992, Mauerhofer 2008)。因此，生态可持续性涉及维持环境限制，并与关键自然资本密切相关(CNC;Ekins et al. 2003, Mauerhofer 2008)。法利(2008)指出，CNC产生的效益对人类福利至关重要，而几乎没有替代品。如果正如ES框架所暗示的那样，可持续性最终依赖于自然资本提供的ESs，那么环境管理者必须维持维持可生存ESs的可存活自然资本存量(Hubacek et al. 2009)。只有当保护需求得到满足时，剩余的生态系统结构才会被供需和价格机制所利用:“因此，保护需求应该成为价格的决定因素，而不是价格决定因素”(Farley 2008:1406)。因此，保护科学有助于界定生态界限(Daly 1992)。如果不可能定义这样的限制，那么至少应该应用一个安全的最低标准(Ciriacy-Wantrup 1952)，在这些边界内进行资源分配(Mauerhofer 2008)。迄今为止，人类对环境资源的利用已经超过了几个环境边界(Rockström et al. 2009)。因此，在确定pe计划时，甚至在决定根据PPP发放污染许可证时，必须认真考虑这种现有的过度消费。

即使在这些边界内，按照PES方案或PPP定价也很难实现，而且势必会错过一些重要因素，如相互依赖性、复杂的因果相互作用和包括生态系统功能在内的生物多样性的固有特性。到目前为止，pe和PPP的明确重点并没有集中在这些品质上，而是集中在经济上的有效分配上。即使在哥斯达黎加被广泛引用的早期PES计划的例子中，其在阻止或减少进一步砍伐森林和恢复生态可持续规模方面的因果贡献仍远未得到证实(Sánchez-Azofeifa等人，2007年，Daniels等人，2010年)。通过主流边际估值定价一直受到严厉批评(例如，O 'Neill和Spash 2000)，作为一种替代方法，人们呼吁采用协商方法(Spash 2008)。随之而来的批评是，直到最近几十年，经济决策者在很大程度上忽视了关键自然资本提供的非市场效益(Farley 2008)。Redford和Adams(2009:785-786)提到了生态系统的固有特性，并主张“在一个无情追求经济逻辑的世界中，存在着一种风险，即关于人类重视的服务的经济争论将覆盖并超过保护的非经济理由”，“存在着一种广泛但错误的假设，即生态系统服务必然是良性的。”生态系统服务的定义为人类社会带来了积极的价值。因此，只有自然界中的某些东西才被视为服务。”因此，生物多样性(包括生态系统)的固有性质，或“累赘的”自然现象(如风暴或洪水)的代价，往往不包括在这种ES评价中。此外，对人类的看似非良性的服务也不应被排除在PES和PPP的决策之外，因为它们也具有重要的生态功能。

分配效应

除了保护目标外，在旨在实现社会公平和公正分配资源的潜在和实际行动的背景下，PES和PPP也被广泛讨论(Coase 1960, Daly 1992, Costanza et al. 1997)。例如，Hanley等人(1998)指出，诸如购买力平价等指导原则可以被视为反映社会对收入公平分配观点的手段;而Fischhendler(2007:287)则强调，“PPP可以让我们最有效地使用资源，但也可能导致成本负担的不公平分配。”与这一意见类似，关于PES的分配方面也出现了其他不同的意见。因此，经常有人争论PES也应该以社会公正和减少贫困为目标(Franco-Maass等人，2008)，而其他人则认为PES的主要焦点应该停留在环境上，而不是减贫(Bulte等人，2008,Wunder 2008, Wunder和Albán 2008, Zilberman等人，2008)。根据后一种观点，减少贫困可以是环境目标的一个积极的副产品。这方面的例子可以在厄瓜多尔的两个PES项目中看到，即皮马皮罗市流域保护计划和PROFAFOR碳封存计划(Wunder和Albán 2008)。就其环境目标而言，这两个方案都相对有效，而且被认为改善了PES受惠者的福利，主要是通过提高收入，尽管这两个方案都没有以减贫为目标或将其作为附加目标(Wunder和Albán 2008)。然而，这引发了伦理问题，因为它可能涉及到利用在较贫穷国家发现的所谓较低成本的保护优势，在这些国家，当地利益攸关方仅按其当前的贫困水平得到补偿(Karsenty 2007)，使他们没有比以前更好。

即使在一些已经建立了很长时间的社会福利方案中，财产权的再分配也没有以适当的或社会公正的方式执行。在哥斯达黎加的环境服务社区(Pagos de Servicios Ambientales)项目中，大型农场和森林所有者在项目参与者中所占比例过高，因此将其他社会成员排除在外(Zbinden和Lee 2005年)。在墨西哥的恰帕斯也有类似的观察，那里最贫穷的农民和妇女被排除在项目设计和实施之外，而这两个社区参与了一个通过森林进行碳封存服务的项目(Esteve等人，2007年)。随后，越来越多的人意识到，项目的管理者需要提高他们的能力，在最需要的地方有针对性地支付款项(Sierra和Russman 2006)。关于减贫应列入社会福利制度的形成的观点一般是基于这样一种理解，即许多社会福利确实具有公共产品的性质，但其财产权尚未得到充分界定或分配。此外，通过砍伐森林、过度放牧、采矿和过度捕捞等方式破坏生态系统的往往是穷人。按照这一逻辑，Franco-Maass等人(2008)将ESs的交付重新定义为当地居民为保护公共物品而提供的服务。根据这些作者的说法，“通过为自然资源保护和服务付费来促进地方发展，因此意味着在报酬方面更公平，因为支付的不仅仅是使用私人物品的权利，还包括社区为维护公共物品所做的工作”(Franco-Maass et al. 2008:24)。然而，正如前面简要提到的，许多作者声称，如果PES项目试图同时解决贫困和环境问题，这可能会降低它们在实现任何一个目标时的效率。因此，这些作者认为，PES应该只专注于保护PES项目所针对的ESs (Bulte et al. 2008, Wunder 2008, Zilberman et al. 2008)，但希望社会目标可以作为一种积极的外部性实现。

综上所述，关于PES和社会目标有两个方向。两者都认识到生态环境保护的双重性质:一组关注环境方面，而另一组则认为，尽管生态环境保护的主要功能是维持或恢复生物多样性，但生态环境保护项目应该被用作社会和公平(再)分配自然资本的工具。后一种观点强调需要有一个法律框架来充分综合这些分配的社会问题。考虑到这一点，我们将在法律框架内讨论PPP和pe之间的相互作用。通过考察三个显著的例子，可以看到法律框架的不足降低了PPP的有效性，促进了pe的潜力。

pe和PPP与法律框架的相互作用

人们普遍认为，适当的法律和制度结构(Coase 1960)是PES项目正常运行的先决条件(Pham等人2008,Börner等人2010,Muradian等人2010)。此外，公私合作计划的兴起在一定程度上是由法律背景下的公私合作的感知和实际问题驱动的。

使用pe而不是PPP的原因

采用环保措施而非购买力平价的三个原因可以确定如下:首先，一个基本原因是没有适当的规定表明污染者的任何义务。管制制度中这种疏忽的例子包括缺乏规定对破坏环境的自然资源管理加以限制的条例，在违反这些限制的情况下，缺乏制裁制度，包括财政制裁或对活动的限制。然而，尽管如此，即使仅仅由受益人和服务提供者之间的权力分配来决定，简单的PES系统仍然是可能的。PPP在环境保护方面无效的第二个原因是在那些现有法规没有被认为是充分考虑的情况下，特别是在ESs的接受者那里。即使受惠方没有政治权力将法规改变为一个更面向ppp的体系，他们仍可能有财力通过pe向“污染者”提供经济激励，以减少对环境的破坏。第三个理由是，采用环境保护措施而不是购买力平价，环境保护措施制度还可以为最佳环境做法提供激励措施，特别是在现有的、甚至制定良好的法规根本没有得到执行的情况下。这是那些缺乏充分环境治理和腐败程度高的地区的典型情况(恩格尔等人，2008年)。在这种情况下，如果有足够的财政实力，环境效益的接受者可以尝试通过环境效益的方式说服“污染者”减少或改变其对环境有害的活动。

因此，可以看出，尽管所描述的三种PPP情况缺乏实施的基本法律框架条件，但它们确实为pe提供了一个发展的利基，尽管并不完美。在大多数经济较不发达和新兴工业化国家，这三种情况可以发现部分或完全重叠。在这种情况下，环境保护的命令和控制方法通常受到治理薄弱、交易成本高和与设计自然资源使用、监测和执行的有效规则有关的信息问题的阻碍(Baland and Platteau, 1996年)。但是，即使是在权利和利益分配方面的一个单一的改变，如果通过一种平衡的命令和控制办法加以充分执行，即使没有补充的社会福利，也能促进社会福利的提供和减少贫穷和社会冲突。例如，尼泊尔的社区森林方案(Devkota 2005年)就证明了这一点，该方案根据政府规定的特定条件，将用户权利和监测职责分配给当地社区森林团体，帮助克服了地方当局拥有的森林保护执法不力的问题。然而，监测和执行不一定取决于法律规定，也可以在私营利益攸关方之间实施。

监控和执行

目前，在PPP模式下，资源使用者可以被罚款，以补偿他们对生态系统及其提供的服务造成的损害。如果明显超过了某个标准，只要可以找出违反阈值的污染者，就会出现这种情况。只有在损害是可以赔偿的，而且所有的污染者都有足够的钱支付罚款的情况下，这才有效。因此，PPP方法只有在满足若干条件的情况下才有效，这些条件包括明确设定环境阈值;当超过阈值时，就会确定污染者;而且，在有责任的情况下，污染者是有能力支付的，如果支付被强制执行，并且足够具有威慑作用的话。如果罚款和惩罚不是惩罚性的，如果“经济上可以负担得起”，而且这样做的经济效益高于罚款，污染者就会继续污染。相比之下，由监禁组成的制裁通常更令人生畏，因此适用于更严重的罪行。然而，从环境的角度来看，制裁制度可能仍然是无效的，因为补偿可能不足以保护或恢复有关生态系统的质量(例如，Moreno-Mateos等人，2012)。

无论污染者付钱还是供应者收钱，监督和执行是确保条件得到满足的必要条件。在PES情况下，项目经理需要可靠的监测数据来做出明智的付款决定，这包括扣留未达到商定的保护目标的土地所有者的付款(Honey-Rosés等，2009年)。如果涉及pe的合同不能保证这方面的规定，那么一个可执行的法律框架的规定也可以充分涵盖这一点。如果没有这些信息，PES项目经常被发现向不合规的参与者支付过高的报酬(Honey-Rosés等人，2009年)。例如，Goldman et al.(2008)评估了34个ES项目和26个传统的生物多样性(BD)项目，发现对保护结果的监测非常罕见，以至于不可能评估ES或BD方法中的任何一种方法的有效性。此外，目前的PES方案面临许多挑战，即难以评估机会成本和ES交付、高交易成本，以及进一步难以确保条件性(Ghazoul等人2009年，Quintero等人2009年，Zabel和Roe 2009年)。另一个例子是在哥斯达黎加，自1990年代后期以来，向私人森林所有者支付款项，以表彰其土地提供的ESs。然而，由于PES项目广泛分布在生态和社会经济梯度中，人们发现在1997年至2000年期间，在那些土地所有者收到了付款的地区，森林砍伐并没有显著减少(Sánchez-Azofeifa等，2007年)。其中一部分是监测和执行的重要性，如果没有满足条件，而已经支付的额外津贴需要收回，这一点尤其重要。证明土地管理的因果关系和对ES交付的相关影响的问题也仍然存在。 A major impediment to monitoring this is the fact that the link between action and outcome is frequently difficult to make in that a change in provision could be caused by a change in biophysical factors, e.g., precipitation, temperature, and other factors that may be beyond the reach of the land manager.

在PPP原则被认为可以解决某些损害，但由于若干原因(包括与缺乏监测和执行有关的原因)没有发现有效的情况下，也经常引入PES方案，鼓励从PPP到更具预防性的PES方法的范式转变(Bulte et al. 2008)。当引入生态系统规划以防止对生态系统及其提供的服务造成损害时，就实现了更高级别的预防。此外，引入pe的这种情况往往特别依赖于确保监测和执行的有效法律框架，这对维持生态可持续性仍然至关重要。

恢复、PES和PPP

已经简要讨论了制裁的作用和可能不足的有关补偿，以保护或恢复生态系统质量。此外，在某些情况下，向破坏了原始森林的农民发放PES，让他们在恢复二级土地覆盖的基础上，从现有土地使用中向受益的ESs提供PES。以巴西亚马逊东南部的布拉甘蒂纳为例，由于原始森林生态系统功能已经被破坏，因此只有这种“二级生态系统修复”是可能的(Börner et al. 2007)。因此，在从森林破坏中获得第一个短期利益之后，污染者从受益人那里获得了PES，以防止他们进行更多的破坏(Vatn 2010)，而不是要求他们按照PPP的要求支付补偿。在这种情况下，如果先前对原始森林的破坏是非法的，则PES实际上与PPP相矛盾。在实践中，大多数恢复和通过其他物种或生态系统组成部分提供失去的服务的尝试都被证明是昂贵的失败(Ehrlich和Mooney 1983)。然而，最近有一些尝试将PES用于恢复目的(Sierra和Russman 2006, Gutman 2007, Blignaut等人2008,Aronson等人2010)。在欧盟目前的立法体系下，PES土地所有者没有让土地回归自然生态系统的长期义务(Mauerhofer 2010)。如果为恢复提供资金，这至少可以为土地所有者恢复自然栖息地提供激励(Sierra和Russman 2006)。

PES和PPP之间的实质性法律差异

基于上述三个原因，污染者(PPP)的付款和供应者收到PES之间的实质性区别在于，在PPP中，法律框架构成了最初的必要性，因为它规定了污染者的支付义务。污染者付款(PPP)和供应者付款(PES)之间的另一个实质性区别是，对于前者，需要满足前面提到的门槛条件，而PES方法不一定需要满足这样的条件，例如农业中的自愿留出计划。因此，它们在条件性方面的结果仍然不确定，除非能够提供证据证明环境结果、保持的阈值或旨在获得有益结果的特定行为(Quintero et al. 2009, Zabel and Roe 2009)。重要的是，罚款和其他制裁的威慑作用可以通过防止对ESs的损害，有助于PPP的成功。然而，有一个限制是，如果污染者能够支付罚款，在这种情况下，罚款是唯一的负面制裁，没有牢狱之灾，他们可以在任何情况下决定污染。另一方面，PES方法使用预防原则，通过额外的激励来建立环境意识，有条件地约束潜在的污染者采取某种建设性行为或期望的结果。

目前，环境保护措施计划继续出现，部分原因是由于承认与福利和环境有关的人权，因此越来越重视预防性政策。中央政府的政策在预防性实施PPP方面存在缺陷，这一事实加强了PES的出现。这些缺点的例子包括缺乏有效的指挥和控制工具，公众对ESs的重要性缺乏认识，以及相信以市场为基础的方法是至高无上的。但是，重要的是要超越讨论法律问题的范围，集中注意与在实践中执行pe有关的四个关键问题。

实施pes的关键问题

我们分析了PES和PPP之间的差异，以及法律背景和PES和PPP运作化之间的相互作用。特别评估了三种情况:(1)没有规章制度的情况;(2)现有规章被认为制定得不够充分的情况;(3)没有充分执行规章制度的情况。然而，即使这些情况都没有发生，其他关键的问题仍然存在，这些问题可以总结为:(1)PES与基本权利和法律义务共存的一般必要性;(2) ES提供者的不适当的，即词典性的权利要求;(三)对潜在损害赔偿的不当要求;(4) PES与服务提供者内在动机的关系。

体育权利与基本权利和法律义务并存

基本权利的问题体现在这样一个简单的问题上:社会是否拥有清洁空气和清洁水等自然资本的基本权利，或者它是否应该像为其他任何商品或服务一样为这些自然资本付费?在这个问题中，至少有两个关键问题是固有的，但因为它们已被其他作者广泛讨论过，所以只需要简单地提一下。第一个问题涉及在消耗自然资源方面的需要而不是想要的基本人权的程度(世界环境与发展委员会1987年，Alkire 2002年，Guha 2006年)。另一个是关于世界所能维持的人口数量(Ehrlich et al. 1989, Ehrlich and Ehrlich 1990)。消费模式和人类住区都是相互关联的，关键的权衡变得不可或缺(例如，参见Tisdell 2005, Coleby et al. 2012)。如前文所述，采用无害环境措施的部分原因是由于承认在管理健康和环境方面的人权，从而越来越重视预防性政策。这种情况很可能继续下去，因为财产和所有权方面的人权继续在社会福利制度计划中发挥主导作用。主要的问题是，所有提供人类基本需求的ESs，以及其他诸如维持生命的ESs，是否应该由需要它们的人支付，还是它们是一项基本权利。然而，法律规范通常在宪法层面处理基本人权问题，规定国家或其他公共或私人利益攸关方履行这些权利的义务。

相比之下，与人权制度共存的其他义务问题通常是宪法规定的人权级别以下的法律义务。目前，PES项目通常在各种命令和控制条例已经存在的情况下运行(Engel等人，2008年)，因此许多PES项目在法律已经禁止砍伐森林的国家为森林保护提供资金。在这些情况下，这些钱最好用于促进现有法律的执行，而不是仅仅支付pe的合规费用。否则，PES制度会鼓励不遵守法律框架并破坏其执行。因此，该框架内的金融制裁将需要增加，以“与PES竞争”。这实际上是必要的，以防止政治上不明智或不正当的激励措施，一旦当地社区开始依赖这些措施，就很难取消。金融保护工具的补充应用，无论是自愿的还是强制性的工具，也可以是有用的，如果PES可以“被认为是提供胡萝卜，使PPP规则的大棒更令人满意”(恩格尔等人，2008:669)。

ES提供者不恰当的词典声明

不适当的词典编撰权利要求是指在特定情况下，ESs的提供者知道需要ESs，但提出了不适当的PES权利要求。例如，在自然保护项目中，根据欧盟法规，国家当局有义务保护某些物种和栖息地类型的地点(Mauerhofer 2010)。欧盟甚至可以通过法院裁决的方式，如欧洲法院(European court of Justice)，对欧盟成员国强制执行这一义务。对于这种情况，在许多国家法律框架中都存在征用土地的可能性，由外部裁决人员决定是否给予适当的财政补偿。然而，一个国家或私人当局除了其词典编纂要求外，可能往往没有财政资源提供适当的财政补偿。这甚至在国际社会中也是有效的。例如，在Yasuní Ishpingo Tambococha Tiputini案(Rival 2010)中，当厄瓜多尔政府要求赔偿其认为可从开采厄瓜多尔Yasuní领土中获得的预期石油收入的一半时，国际社会没有作出赔偿。提出这一要求是为了向厄瓜多尔和其他国家提供ESs而不动该地区的代价。

对潜在损害的不当索赔

前一点与强调pe对潜在损害的关注的第三个问题密切相关。至关重要的是，要区分为接近行为(即假定会导致ES结果)、为提供ESs(即“条件性”意义上的ESs)和为产生的机会成本向提供者支付的款项。这在自然保护领域尤其重要，因为与地点指定有关的补偿往往包括机会成本补偿，其程度可能使ESs无法负担，因为ESs的所有者可能要求过多的机会成本，从而甚至要求从活动中获得过高的内在价值，从而减少有关ESs。Coleby等人(2009)通过英国一些毗邻风力发电场的农村业主要求支付补偿的例子说明了这一点。在英国和其他地方的一些可再生能源发展中，利益相关者之间的争端往往更多地是基于美学而不是生态。

但是，如果一个健全的法律框架规定了管制限度，征用是执行保护目标的一种手段，就不必以任何方式接受过分的要求。即使是执行不力的法规也能减少因不遵守规定而带来的预期收益，并通过增加参与动机和减少付款要求来补充PES项目(Wunder和Albán 2008)。这是非常重要的，特别是当机会成本大于需要支付的PES时(Karsenty, 2007, Kosoy等人，2007)。印度尼西亚可用来澄清机会成本的方法之一(Jack等人，2009年)，该国一个关于减轻咖啡种植园土壤侵蚀的环境保护方案采用了基于拍卖的方法，披露环境保护价格的私人信息;然而，这种方法是否真的足够，还需要进一步的研究。例如，与拍卖提供的最大结果相比，厄瓜多尔和危地马拉对潜在的PES进行的一些条件估值分析发现，农村家庭要求的最低补偿远不一致(索斯盖特等人，2010年)。机会成本尤其取决于个人提高收入和应对当地风险的策略(索斯盖特等人，2010年)。

这三个关键问题表明，显然需要有一个基本的法律框架，预先确定生态上可持续的规模和社会上公正的分配。在巴西等国家，PES系统无法替代法律措施(Börner等人，2010年)已经证明了这一点。在巴西，PES项目依赖于立法的基本治理体系，以确保有效的排他权，土地管理者需要这些权利才能成为可靠的服务提供者。同样，热带森林管理和保护的经济激励随后也从市场激励演变为越来越强调治理和监管激励(Richards 2007)。这些包括建立PES市场的法规，确定公共产品的价值，以及保护产权(Richards 2007)。

PES，当地赋权，和内在激励

现有的社会福利制度的其他例子继续表明需要更多地赋予地方权力以及改进体制和组织。在喀麦隆，在两个社区森林实例中实施清洁发展机制项目表明，社区能力普遍不足以有意义地参与和实施PES项目(Minang et al. 2007)。同样，在墨西哥，政府和公民社会缺乏组织能力阻碍了森林碳的销售，而国际政策的不确定性以及农村地区现有公共财产制度之间的不确定性更加剧了这种情况(Corbera和Brown 2008年)。这种能力的缺乏也出现在柬埔寨的农村地区，在那里，三个PES项目被认为是更可持续的，如果它们赋予当地机构权力(Clements et al. 2010)。这些作者强调了PES项目加强内在动机的必要性。当然，这种更无私的目标可能与注重经济激励的PES项目相矛盾。

结论

生态系统服务代表了环境政策的范式转变，从20世纪60年代到80年代自上而下的命令与控制政策被认为失败或不受欢迎。随后，除了各种补贴计划外，可以观察到更多以市场为导向的方法的出现。我们已经进入了这样一个阶段，即为ESs创造市场，目的是鼓励土地或产权所有者通过付费提供ESs。早期的购买力平价原则已逐渐被“提供者获得”原则所取代，在这种原则下，公众往往间接为环境效益买单。例如，如果社会福利部门没有为所涉及的社会福利部门的福利支付部分或全部费用，公众要么通过减税，要么通过提高产品价格来支付。或者，由公司产生的这些成本，例如，供水公司向农民支付大量的钱，使他们进行不那么密集的耕作，可能导致股东价值的减少，从而可能构成成本。在这种情况下，产权的再分配从公众转移到ES的提供者。

最近，争论已经扩大到对基于合法性、正义和授权概念的pe的市场哲学的质疑。因此，重要的是，不仅要看如何激励产权所有者提供ESs，而且要看在支付这些服务时，产权清单如何从自然资源的所有权扩展到重要的公共产品。

为此，需要有一个过程，试图更充分地整合这些关注，一个考虑社会、经济和政治文化背景的ESs和PES可能造成的分配影响的过程。不同的利益相关者可能会以不同的方式来评价ESs，这在不同的背景下可能会有所不同，因此有必要强调利益相关者的看法(Coleby et al. 2009)和他们的产权的重要性，并确定管理ESs的机构。这反过来又突出了需要采取参与性办法和更分散对ES管理的控制。

从PPP和PES的实践中可以看出，范式已经从PPP转向了预防性更强、但往往监测和执行更差的、主要以分配为重点的PES方法，在这种方法中，提供者获得资金以换取ESs。从PPP转向pe的决定，特别是在经济较不发达的国家，是由实际实施PPP的可行性较低所驱动的。这是因为污染者的政治影响力，污染者污染的地区没有污染者，而且缺乏制止污染者所需的因果证据。经济较不发达国家的小规模潜在污染者与经济较发达国家现有的大规模污染者之间的代际间和代际间平等概念也在这方面对从购买力平价向环境效益的转变产生了更大的影响;事实上，这篇论文的作者将这种想法归功于该期刊的一位匿名审稿人。从这个意义上说，未来对社会公平再分配的更强烈关注可以被认为是共同但有区别的责任原则的表达(例如，Mauerhofer 2008)。

PES可以同时满足保护和减贫的目标，现在这一双重目标在PES中越来越受欢迎和重要。因此，与公私合作伙伴关系类似，公私合作伙伴关系将需要加强正式治理，包括一个具有有效执行和监督的法律框架。此外，处理能力建设和提高认识的较不正式的治理措施需要在适当的地域范围内执行。通过这种方式，支付的ESs将被提供，这意味着PES项目的目标可以在保护自然资源和生物多样性方面得到满足，并使社区成为利益相关方。此外，由于清洁水的基本权利等关键问题、不同的词典要求和不适当的机会成本，仅以自愿的方式处理PES将不足以保护属于公共产品的ESs。最后，正是由于这些障碍，环境保护措施不应被视为确保环境保护的唯一工具，而应作为适当执行和监测的环境保护措施的补充工具，同时提高公众的意识和更强的内在动机，以代表环境。

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