2.3 政府政策与农业绿色发展

2.3.1 政府公共投资与农业生产绿色化

政府的政策决定了公共产品的供给效果。长期以来，宏观经济学家们相信公共投资是实现产出增长的必要因素（Tamai,2008）。Barro（1990）认为，对私人厂商而言，政府的生产性支出具有外部性，在推动经济增长的作用上，政府往往具有决定性的力量，为了达到社会最优的经济增长率，政府的干预是不可或缺的。通过生产性支出，政府可以使资本的边际收益不至于趋近零。Glomm和Ravikumar（1992）, Jones等（1993）与Barro持有类似的观点。Futagami等（1993）相信公共投资对总产出具有正向影响，而且实现最大增长的税率水平高于福利最大的税率水平。实现最大增长的税率水平高于公共投资的产出弹性，因为私人投资补贴对于经济增长具有正向效应（Greiner & Hanusch,1998）。

与经典的政府支出对私人投资具有挤出效应不同，有研究认为，政府投资对于私人资本累积具有正向影响。Aschauer（1989）对这一结论提供了经验支持，证实政府公共投资对私人投资具有重要影响。公共资本在各国都是政府支出的重要组成部分，其刺激作用对经济增长历来是显著的。根据美国1949—1973年的数据，Ratner（1983）经过估算发现，剔除军用设施，公共资本的产出弹性为0.06。Ford和Poret（1991）发现比利时、加拿大等国的公共资本作用显著。也有其他一些学者得出了不一样甚至是完全相反的结论，认为政府支出与经济增长的关系并不一致，甚至还会呈现负相关。持这种结论的经济学家包括Aschauer和Barro（1990）等。因为政府的支出最终要通过税收来筹集，所以这对于私人的财务状况及投资意愿会产生负面影响，进而影响到整体经济增长，与这些负面效应相比，其积极效应则小得多。但地方政府公共支出和投资水平随转移支付的增加而增加，能够促进当地基础设施建设，而公共支出增加对于经济效率的正外部性会使经济效率得到提高，而且转移支付带来的市场整合使发达地区的先进技术更容易溢出到欠发达地区（Abramowitz, 1985）。其积极意义在于可以使落后地区公共产品的数量实现增加，质量也将有所改善，同时对于弥合区域间的收入分配差距也有一定的帮助（Calderón & Serven,2004）。

20世纪大部分国家发生了从资源主导到生产力为主的增长转型，但不同的国家转变的速度存在很大差异。生产率增长的速率差异源于人力资本积累，尤其是正规机构开展农业研究与发展（R&D）的差异（H ayami& Ruttan,1971,1985）。政府投入有利于私人生产——贸易条件的改善与竞争能力的提升。公共投资为经济增长提供了积极的帮助，包括交通和通信投资，电话及电力投资（Canning,1994），基础设施投资（Shioj i, 2001）。自从20世纪80年代以来，农业公共投资已经出现了持续下降的趋势，这些情况及其背后的原因引起了学者们的关注，政府公共投资与私人投资的互补程度、政府公共投资下降的决定因素、农业投资效率和政府公共投资的分配性偏好误识值得深入分析。信贷约束制约了农业生产力的发展。至少在西欧国家，农业部门资本生产率低于其他经济部门，并且低于金融资本的回报率。但是，关于中欧和东欧（CEE）农业研究发现，资本的边际收益远高于一般贷款利率，密集的信贷被投资于农业。

政府的投入可以为社会提供公共产品，还可以对“外部性”的治理发挥作用，通过这些途径，政府可以通过干预来克服“市场失灵”（Stiglitz, 2000）。政府的政策决定了公共产品的供给效果（Zhuravskaya,2000）。农村公共投资的质量受政府财政制度的影响。政治制度会影响地方公共投资的绩效水平（Knight,2004）。政府权力的分散程度影响着农村公共产品的供给（Banerjee & Somanathan,2007）。当政治格局出现调整或者政治制度有较大变革，势必会对农村公共投资产生相应影响，稳定的形势和明确的预期会发挥积极作用。要提高农村公共产品的供给效率，需要政府在思路和行为上作出必要的改变，单纯以“自上而下”的方式来供给公共产品是低效的，供给政策有必要以需求为导向，这样才会更具针对性（Qamar,2004）。提供公共产品的方式是政府应该改善的问题，众多因素诸如公共支出的溢出效应以及所在地区居民的偏好差异都应该被综合考虑（Besley & Coate,2003; Luo et al.,2007）。

2.3.2 世界农业与环境政策协调机制发展

以往的农业非点源污染治理政策较多，税收政策、尾水标准、农业耕作管理标准、农场耕作管理激励政策和集约型养殖场点污染源排污许可制度都发挥了一定的作用，技术支持、成本分担计划和教育支持也受到了越来越多的重视（Meyer,2000）。为降低农业非点源污染的环境影响，美国政府采取了包括经济激励、技术和行为标准的经济政策（Aillery et al., 2005），希望通过环境服务支付计划诱导农场的环境保护自愿参与行为（Kosoy et al.,2007）。农户“最佳管理实践”的采用不仅取决于农户的资本约束、对土壤流失的认知、创新意识及利润趋向和农业的重要性（Ervin,1982），还与农场结构和偏好，以及政府法律规定的影响有关。信息和劳动替代技术缺乏、农场规模、风险规避态度、土地产权激励不足、管理知识、互补投入要素和基础设施缺乏，阻碍了农户新技术采用（Feder et al.,1985）。农户是否采用“最佳管理实践”取决于其对成本收益的权衡。政府环境政策与农业政策的协调机制，公共投资的方向值得深入思考（Goulder & Parry,2008）。

土地利用和管理方式变化是环境恶化的根源。美国1972年《清洁水法》倡导以土地利用合理化为基础的“最佳管理实践”（BMPs）控制非点源污染，包括工程和非工程措施，具体有人工湿地、植被过滤带、草地缓冲带、岸边缓冲区、免耕少耕法、病虫害综合防治、生物废弃物再利用、防护林和地下水位控制等（Claassen et al.,2005）。由于BMPs的环境收益将更多地以公共物品的形式转向社会，环境服务受益者向服务提供者提供生态补偿，是世界范围内广受欢迎的经济激励机制。由于不同地域潜在的环境收益与成本差别，环境服务意愿接受价格随地域、生产者、土壤类型和地形地貌变化而变化（Claassen et al.,2008）。由于以往的研究往往针对物品，而不是政策本身，对环境政策实施的成本和收益未给予充分考虑（Pouta et al.,2002），许多环境方案失败的原因在于还没能很好地理解生态保护中资源利用与当地经济发展的关系（Adhikari,2009），仍缺乏对有效政策构成的认知（May,1991; Weimer,1992）。

2.3.3 中国农业与环境政策协调机制设计困境

工业化的过程中，各国传统农业部门的劳动力都出现了向现代非农产业部门转移的现象，从历史上看，这几乎是实现现代经济增长的必由之路。中国是世界第一人口大国和劳动力大国，工业化的成效举世瞩目。作为经济中两大基本要素的资本和劳动力，其对经济增长的重要作用自是毋庸置疑的。政府投资具有很强的导向性和示范性，中央政府投资的示范、调节与导向性更为突出（陈池波、崔元锋，2005）。政府与农户是农业投资体系的两大主体，其中政府应该发挥主导作用，将农户的投资行为科学地引导到重点领域之中。

农户是中国农业资本化的主要推动者，其投资总量比国家和农业企业公司还要大（黄宗智，2010）。对于农户而言，投资的收益预期决定了他们的投入意愿，投资的可得性决定了他们的投入能力。政府可以通过投入的窗口作用和具体的投入过程来加强对一般农户投资行为的引导（王建洪等，2011）。政府可以将资本大规模地投入到农业科研、基础设施等领域之中，这将对提高农业产出起到积极的影响，同时，通过政府的引领，还可以带动一部分农户在投资上进行响应（黄季焜，2004）。有效产生这种传导效应，需要分别对政府投入和农户投资进行功能上的定位（韩东林，2007）。可以采用的方法很多，包括调动农户投资的意愿、凸显政府投资多重功能和推进农村金融体制的改革以提升其服务能力等（匡远配、唐文婷，2015）。农业公共投资不足是我国农产品国际市场竞争乏力的主要因素之一（朱晶，2003；刘平青，2004）。

需要引入公共投资的领域众多，中国政府对此进行过界定。2004年，国务院专门发文，将公共投资范围界定于“公益性和公共基础设施建设，保护和改善生态环境，促进欠发达地区的经济和社会发展，推进科技进步和高新技术产业化”。中国农业公共投资面临如下特殊困境：一是投资管理体制机制不健全，投资管理程序僵化烦琐，多渠道、多部门管理、重复建设现象严重；二是投资领域和结构有待调整，投资领域趋于宽泛，尚未从竞争性领域完全退出，行业主管部门与投资主管部门沟通不畅，无法建立及时有效的投资领域调整优化机制；三是投资来源单一，政府直接投资或无偿投资仍占据主导地位，社会投资主体对农业投资动力不足（周建、汪伟，2006）。中央和地方政府不同目标取向的博弈，导致中国财政支农资金绩效低下（陈池波、崔元锋，2006）。为增强公共投资的产出效应，应改善投资结构（周建、汪伟，2006），改进资金的分配方式、投入方式和拨付方式，必须对财政农业支出资金实行项目管理以提高支农行为的系统性（崔元锋、严立冬，2006）。优化政府投资结构——政府农业支持方式、支持水平和途径，是中国农业持续发展必须破解的难题。

为实现经济社会与人口、资源环境的协调发展，可持续发展已经成为中国的基本国策。尽管生态文明建设已经成为中国资源与环境管理的战略目标，但由于在公民环境权利上存在缺失，生态系统功能和资源退化的势头并未得到有效遏制。中国的资源税始于1984年，1986年和1994年又两次对资源税的征收范围进行扩充，但我国现行的税收安排中，具有环境保护性质的却只有资源税、固定资产投资方向调节税和所得税（周叔莲、刘戒骄，2007）。早在2007年，国家发展和改革委员会就明确提出要研究开征环境税，但中国至今没有真正意义上的环境税（郭印、高连廷，2008）。虽然中国政府在20世纪90年代末启动了以退耕还林、天然林保护为代表的一系列大型生态建设工程，对生态恢复进行了有益的尝试，但现有的生态补偿考虑的机会成本，并不包括环境服务提供和实施成本，以及生态服务价值补偿。环境服务价值的缺失，导致生态补偿缺乏科学性和公平性。2007年，党的十七大报告强调提出要“建立健全资源有偿使用制度和生态环境补偿机制”，但由于环境成本核算在中国尚处于探索起步阶段，全面科学的环境价值评价是国内外环境经济学界面临的开拓性研究课题。

政策设计本身既是科学又是艺术（Elmore,1987），对任何国家而言，政策设计都是一个高成本的社会行动。如何通过环境管理体制改革，克服环境管理部门协调缺乏的政治制度安排，中国政府采取的政策措施是十分有限的（World Bank,2006）。经验、理论和政治三轮联动，是中国环境管理改革的逻辑基础（杨志云、倪咸林，2013）。