1. حوزه‌های سیاستی
  2. >
  3. سیاست محیط زیست

نوع مطلب: مقایسه سیاستی

15 آبان 1396 ساعت 14:56 شماره مسلسل: 1100409

درک کارآیی محیط‌زیستی دولت‌ها: رویکرد نهادمحور و مشکلات پیش روی آن

درک کارآیی محیط‌زیستی دولت‌ها: رویکرد نهادمحور و مشکلات پیش روی آن

مقاله حاضر، ترجمه‌ای است از گزارشی که اندریاس دوئیت (Andreas Duit) عضو هیأت علمی گروه علوم سیاسی دانشگاه استکهلم نوشته است. متن با رویکردی تطبیقی تلاش دارد نقش نهادها را در سیاست های محیط‌زیستی تبیین کند.

ریشه‌‌‌یابی سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی که از دهه‌‌‌ی 1960 آغاز شده‌‌‌است نشان می‌‌‌دهد که این مباحث درحال رسیدن به دوران بلوغ میانی خود هستند. باوجودی‌‌‌که در تمامی طول تاریخ بشر، گروه‌‌‌ها، جوامع و تمدّن‌‌‌ها با محیط‌‌‌زیست‌‌‌شان در ارتباط بوده‌‌‌اند، امّا تنها ملّت-دولت‌‌‌های مدرن هستند که از اوایل دهه‌‌‌ی 1960 مسائل محیط‌‌‌زیستی را به‌‌‌عنوان امری سیاسی مدّنظر قرار دارند. در یک مقیاس تاریخی و از بُعدی تکاملی، از دهه‌‌‌ی 1960 به این طرف، زمان زیادی نگذشته‌‌‌ امّا همین زمان کوتاه به قدرکافی انگیزاننده بوده‌‌‌‌‌‌است که درباب سیاسی‌‌‌شدن محیط‌‌‌زیست و سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی در دوره‌‌‌های آتی و محدودیّت‌‌‌هایی که محیط‌‌‌زیست در آینده برای‌‌‌مان به‌‌‌وجود می‌‌‌آورد، تعمّق کنیم. شاید تفاوت جهان حاضر با گذشته در آن باشد که سازگاری انسان و اجتماع با محدودیّت‌‌‌های اکولوژیکی، عمدتاً درون چارچوب یکی از مظاهر دوران مدرن یعنی ملّت- دولت حاصل شده‌‌‌است. با وجودی‌‌‌که سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی تغییری تدریجی از سطح ملّی به سطح بین‌المللی را نشان می‌‌‌دهد امّا هم‌‌‌چنان ملّت- دولت جایگاه نخستین خود در عرصه‌‌‌ی مدیریّت محیط‌‌‌زیست را داراست. علی‌‌‌رغم تمامی سر و صداهایی که تخریب محیط‌‌‌زیست را نتیجه و مثالی از مسائل جهانی‌‌‌شده‌‌‌ی دوران مدرن نشان می‌‌‌دهد، در واقع این ملّت- دولت‌‌‌ها هستند که درحال مدیریّت مناسب منابع خود یا دچار سوء مدیریّت هستند؛ می‌‌‌توانند باعث کاهش انتشار مواد آلاینده به هوا، آب و خاک شوند یا نمی‌‌‌توانند این مواد آلاینده را کاهش دهند؛ باعث تشویق رفتارهای محیط‌‌‌زیست‌‌‌گرایانه در شهروندان‌‌‌شان می‌‌‌شوند یا برعکس این رفتارها را سرکوب می‌‌‌کنند و در نهایت این ملّت- دولت‌‌‌ها هستد که انتخاب می‌‌‌کنند همگام با پیمان‌های بین‌‌‌المللی باشند یا از حضور در این پیمان‌‌‌ها امتناع کنند. از سویی از آن‌‌‌جا که ملّت- دولت‌‌‌ها هم‌‌‌چنان به‌‌‌عنوان بنیادی‌‌‌ترین وجه‌‌‌ سازمان اجتماعی و سیاسی و تصمیم‌‌‌گیری باقی مانده‌‌‌اند، لازم است متوجّه باشیم که تفاوت شکلی و انواع و اقسام دولت‌‌‌ها و سازمان‌های سیاسی چگونه می‌‌‌توانند بر قابلیّت حلّ مسائل و مواجهه با تخریب محیط‌‌‌زیست اثرگذار باشد.

دراین راستا این مقاله تلاش دارد با احتجاج و بیان خطوط کلّی یک رویکرد نهاد- بنیان در قالب مطالعه‌‌‌‌‌‌ای تطبیقی از سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی متفاوت، چنین اثرگذاری را نشان دهد. این رویکرد بر این پیش‌‌‌فرض مبتنی است که بیشتر مسائل محیط‌‌‌زیستی می‌‌‌توانند در قالب منازعه‌‌‌ا‌‌‌ی توصیف شوند که بین خرد جمعی و منافع فردی در سطح اجتماع وجود دارد. دامنه‌‌‌ی این منازعات از درگیری بین افراد (مثل بازچرخانی فاضلاب خانه‌‌‌ها) تا روابط بین‌‌‌المللی بین دولت‌‌‌ها (مثل مقاوله‌‌‌ها و پیمان‌‌‌های بین‌‌‌المللی نظیر پروتکل کیوتو) است (Hardin, 1968; Ostrom, 1990,1998; Rothstein 2000, Sandler 2004). در یک مجموعه‌‌‌ی عملیاتی، «تله‌‌‌های اجتماعی» (Rothstein, 2000) می‌‌‌توانند اَشکال بسیار مشخصّی را به خود بگیرند: از کاهش مشارکت در دفع فاضلاب‌‌‌های شهری و خانگی گرفته تا کاهش مشارکت ملّت‌‌‌ها در پیمانی چون پیمان کیوتو. تمامی این مسائل عملیاتی و ملموس اجتماعی و جمعی، با مشکل بیرونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی (هزینه‌‌‌های اثرات جانبی تخریب محیط‌‌‌زیست) مواجه‌‌‌اند: درواقع ناتوانی در پشتیبانی از اقدامات جمعی محیط‌زیستی موجب می‌‌‌شود که هیچ کنش‌‌‌گر فردی حاضر به پرداخت هزینه‌‌‌های تخریب محیط‌‌‌زیست نشود. چنانچه ریشه‌‌‌ی مشکلات محیط‌‌‌زیستی درون چارچوبی بنیادین توصیف شود که در این چارچوب، حلّ مشکلات زیست‌محیطی ازطریق اقدامات جمعی پایدارکننده‌‌‌ی محیط‌‌‌زیست در مقیاس‌های گروهی، محلّی، منطقه‌‌‌ای، ملّی یا سیاسی انجام‌‌‌‌‌‌شود، آن‌‌‌گاه می‌‌‌توان انتظار داشت که عوامل تسهیل‌‌‌گرانه و هم یارانه‌‌‌ای هم‌‌‌چون نهادهای کارآ و شبکه‌‌‌ها و هنجارهای اعتماد نیز درحلّ موارد غامض محیط‌زیستی تأثیرگذار است. جوامعی که مجهّز به نهادهای دولتی شفاف، غیرفاسد، مؤثر و از گونه‌‌‌‌‌‌ی وبری است و سرمایه‌‌‌های اجتماعی بالایی در میان شهروندان‌‌‌شان دارند درصورت یکسان بودن تمام عوامل دیگر، در مبارزه با تخریب محیط‌‌‌زیست بسیار موفّق‌‌‌تر از کشورهایی عمل می‌‌‌کنند که نهادهای ضعیفی دارند و عدم‌‌‌اعتماد فراگیر میان آن‌‌‌ها هنجار شده‌‌‌است. درواقع نهادهای مناسب و با سطوح بالای اعتماد، جامعه را قادر می‌‌‌سازد که بتواند هزینه‌‌‌های تخریب محیط‌‌‌زیست را بالا ببرد.

این مقاله به‌‌‌دنبال طّراحی خطوط کلّی و بحث درباب چارچوب تحلیلی نهاد-بنیان برای مطالعه‌‌‌ی کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها است و در قالب یک مطالعه‌‌‌ی تطبیقی، در قدم اوّل اقدام به مرور تحقیقات گذشته‌‌‌ درخصوص سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی و تعیین محدودیّت آن‌‌‌ها می‌‌‌کند. در مراحل بعدی به طّراحی چارچوبی نهاد محور می‌‌‌پردازد که برای تجزیه‌‌‌وتحلیل کارآیی محیط‌‌‌زیستی سیاست‌‌‌ها لازم است. در بخش نتیجه‌‌‌گیری رویکردهای متفاوت تخمین و ارزیابی کارآیی محیط‌‌‌زیستی سیاست‌‌‌ها را ارائه و بحث می‌‌‌کند.

تحقیقات پیشین

نظریه‌‌‌هایی که تلاش می‌‌‌کنند قابلیّت دولت‌‌‌ها برای اِعمال حکم‌‌‌رانی بر محیط‌‌‌زیست که تحت تأثیر عوامل اجتماعی-سیاسی است را توضیح دهند خیلی زیاد نیستند. به‌‌‌عبارتی در مقایسه با حجم زیاد تلاش‌‌‌های دانشگاهی در پاسخ به مثلاً این پرسش که چگونه عوامل سیاسی، رشد اقتصادی، فرآیند دموکراسی‌‌‌سازی و ظهور رژیم‌‌‌ها، نهاد را تحت تأثیر قرار می‌‌‌دهند؟ می‌‌‌توان گفت که پرداختن به وجوه نظری تغییرات حکم‌‌‌رانی محیط‌‌‌زیست دولت‌‌‌ها، بسیار کم مورد توجّه قرار گرفته‌‌‌است. به شکلی خلاصه می‌‌‌توان بیان‌‌‌کرد که دو رویکرد نظری درباب حکم‌‌‌رانی محیط‌‌‌زیست وجود دارد: نظریه‌‌‌ی نوسبزاندیشی و نظریه‌‌‌ی منحنی سبزکوزنتز. تمرکز این دو رویکرد، مشخصاً بر عوامل اقتصادی و توضیح و تشریح آثار اجتماعی چنین اثراتی بر محیط‌زیست است. در بُن نظریه‌‌‌ی کوزنتز ارتباط بین اقتصاد بازار و تخریب محیط‌‌‌زیست درگذر زمان، صرفاً خطی نیست و به‌‌‌عنوان رابطه‌‌‌ا‌‌‌ی منحنی- خطی نگریسته می‌‌‌شود. در مراحل آغازین دوران صنعتی شدن، اقتصاد کاملاً وابسته به استخراج منابع‌‌‌ طبیعی بود، لذا تأثیر قابل ملاحظه‌‌‌ای بر سیستم‌های اکولوژیکی گذاشت. برجستگی این مرحله از توسعه‌‌‌ی اقتصادی علاوه بر خاصیّت ذکرشده، استفاده از فنّ‌‌‌آوری‌‌‌های نابهره‌‌‌ور و زمخت آن زمان است که آثار تخریبی بیشتری بر محیط‌‌‌زیستی داشته‌‌‌‌‌‌است. چنین ارتباطی بین طبیعت و اقتصاد به همین شکل ادامه پیدا می‌‌‌کند تا زمانی که اقتصاد به ‌‌‌نقطه‌‌‌ی عطف خود برسد. در واقع پس از رسیدن رشد اقتصادی به این نقطه‌‌‌ی عطف، شیب منحنی رشد اقتصادی در سیر نزولی قرار می‌‌‌گیرد. در مرحله‌‌‌ی جدید، رشد اقتصادی به‌‌‌شدّت همراه با تولید خدمات و توسعه‌‌‌ی فنّ‌آوری‌های نوینی است که نیاز به استخراج بی‌‌‌حّد و حصر از منابع را کاهش می‌‌‌دهند. علاوه بر آن برخی از متخصّصین بر این باورند که برخی از ساکنان جوامعِ بسیار برخوردار، اقدام به تولید ارزش بر روی چیزهایی غیر از مواد حاصل از طبیعت می‌‌‌کنند (Inglehart 1995; Welzel et al. 2003) و این فرآیندی است که به شکل مضاعف باعث از بین رفتن یا تضعیف ارتباط رشد اقتصادی و تخریب محیط‌‌‌زیست می‌‌‌شود. نظریه‌‌‌ی منحنی سبز کوزنتز مسلماً بدون چالش نیست، برخی نویسندگان استدلال کرده‌‌‌اند که این احتجاج تنها درخصوص برخی از انواع آثار محیط‌زیستی خُرد و محدود (نظیر آلودگی‌های هوای ناشی از تولید انرژی) صادق است و نمی‌‌‌توان آن را برای کشورهای درحال توسعه به‌‌‌کار برد (Raymond 2004; Dinda 2004).

به همین شکل، نظریه‌‌‌ی نوسبزاندیشی نقطه‌‌‌ی عزیمت خود را روی رابطه‌‌‌ی مداوماً درحال دگرگونی رشد اقتصادی و تخریب محیط‌‌‌زیست قرار می‌‌‌دهد که ظاهراً به‌‌‌راحتی در دولت‌‌‌های پیشرفته‌‌‌ی صنعتی قابل مشاهده است. این نظریه سعی می‌‌‌کند که نشان دهد در چنین شرایطی، فضای جدیدی برای حفاظت از محیط‌‌‌زیست به‌‌‌وجود می‌‌‌آید. نظریه‌‌‌ی نوسبزاندیشی کمتر نگران توضیح تفاوت‌‌‌ها و اختلاف کارآیی‌‌‌های محیط‌زیستی بین کشورهاست.

مشخصاً رابطه‌‌‌ی معکوس بین رفاه اقتصادی و حفاظت از محیط‌‌‌زیست بدین معنی است که دولت‌‌‌های مداخله‌‌‌گر بیش از این نمی‌‌‌توانند برای تنظیم بازی جمع- صفر بین رشد اقتصادی و حفاظت از محیط‌‌‌زیست مداخله کنند (Goldstone, 2002 and York and Rosa, 2003). بدون شک رشد اقتصادی، تکامل اقتصاد بازار و توسعه‌‌‌ی فنّ‌‌‌آوری تأثیرهای زیادی بر اثرات محیط‌‌‌زیستی دارند و لازم است مورد تحقیقات جدّی قرار گیرند. در هر صورت، وقتی که قرار است درخصوص درک جنبه‌‌‌های سیاسی مدیریّت محیط‌زیست صحبت شود نظریه‌‌‌ی منحنی سبز کوزنتز و نظریه‌‌‌ی نوسبزاندیشی حرف کمتری برای گفتن دارند، لذا ما در این مقطع بحث خود را به سمت مطالعاتی می‌‌‌بریم که تمرکزشان بر درک آن عوامل تعیین‌‌‌کننده‌‌‌ی سیاسی است که روی کارآیی محیط‌‌‌زیست اثر دارند.

بیشتر مطالعات تطبیقی سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی در قالبی صورت گرفته‌‌‌اند که بر مطالعات موردی در اندازه‌های کوچک تمرکز کرده‌‌‌اند (Scruggs 2003; Easty and Porter 2005). برعکس مطالعات کمتری را می‌‌‌توان یافت که واضحاً به ارتباط بین عوامل اجتماعی، نهادی و سیاسی از یک سو و اثرات محیط‌‌‌زیستی از دیگر سو پرداخته باشند. کرپاز در یک مطالعه‌‌‌ی پیشرو در مورد هیجده کشور نشان می‌‌‌دهد که یک رابطه‌‌‌ی قوی بین کورپوروتیسم و کاهش آلودگی هوا وجود دارد (Crepaz, 1995). شبیه چنین نتیجه‌‌‌ای در مطالعه‌‌‌ی جان که از شاخص آلودگی نسبی انتشار در هیجده کشور عضو OECD استفاده کرده است نیز دیده می‌‌‌شود (Jahn, 1998). جان و کرپاز دلیل می‌‌‌آورند که نتایج فوق‌‌‌العاده‌‌‌ی محیط‌‌‌زیستی کورپوروتیسم ناشی از توانایی پشتیبانی نهادها و تثبیت روال و قواعد نیل به توافق بین کنش‌‌‌گران اصلی و تأثیرگذار است. ترنر (1998) در مطالعه‌‌‌ی 58 کشور جهان، شواهدی را بین قواعد قانونی و نرخ تخریب جنگل‌‌‌ها یافت. یکی از معدود مطالعه‌‌‌ها‌‌‌ی تجربی که درباب اثر دموکراسی بر محیط‌‌‌زیست انتشار یافته است، نشان می‌‌‌دهد که بین دموکراسی و انتشار گاز CO2، فرسایش خاک و جنگل‌زدایی ارتباطی معکوس وجود دارد امّا هیچ اثر مثبت محیط‌‌‌زیستی بر دموکراسی وجود ندارد (Midlarsky, 1998). مایر و همکاران‌‌‌اش (2003) متوجه شدند که هم‌‌‌بستگی بین عوامل نهادی و جنگل‌‌‌زدایی در 117 کشور بسیار بیش‌‌‌تر از همبستگی بین فساد و از بین رفتن پوشش جنگلی است. در مطالعه‌‌‌ی واش (2004) نیز آثار منفی محیط‌‌‌زیستی فساد تأیید شده‌‌‌است. هم‌‌‌چنین در مطالعه‌‌‌ای دیگر که به بررسی عوامل صنعتی پرداخته شده‌‌‌است؛ قواعد و تنظیمات صنعتی و کاهش نسبی انتشار عوامل آلوده‌‌‌کننده‌‌‌ی صنعتی در هیجده کشور صنعتی مورد مطالعه قرار گرفت (Duit, 2002; ch,4) که در این هیجده کشور، کشورهایی که بیش‌‌‌تر و پیش‌‌‌تر اقدام به نهادسازی محیط‌زیستی کرده بودند، کارآیی محیط‌‌‌زیستی بالاتری داشتند. گرافتن و نولس اثرات سرمایه‌‌‌ی اجتماعی را در قالب دو شاخص اعتمادپذیری بین اشخاص و عضویّت در سازمان‌های داوطلبانه (که نویسندگان به‌‌‌عنوان سرمایه‌ی اجتماعی مدنی از آن‌‌‌ نام برده‌‌‌‌‌‌اند) و نیز سرمایه‌‌‌ی اجتماعی عمومی (کیفیّت نهادی) بر کارآیی محیط‌‌‌زیست در سطح ملّی بررسی و تحقیق کردند. کارآیی محیط‌زیست را ازطریق شاخص‌‌‌ها و مجموعه داده‌‌‌های ESI در 53 کشور انجام دادند و متوجه شدند شواهد آماری اندکی وجود دارد که نشان می‌‌‌دهد سرمایه‌‌‌ی اجتماعی همواره برای محیط‌‌‌زیست مناسب است، لذا استدلال کردند که رشد جمعیّت عامل مهمّ‌‌‌تری است که بهتر می‌‌‌تواند کارآیی محیط‌‌‌زیست را نشان دهد (Grafton and Knowles, 2004). در مطالعه‌‌‌ای دیگر که 21 کشور عضو OECD مورد بررسی قرار گرفتند، نیومایر استدلال می‌‌‌کند که توانسته است اثر مشخص احزاب سبز دست چپی را روی کاهش انتشار مواد آلاینده کشف کند امّا بیان می‌‌‌کند که ساختارهای کورپورات اثری در کاهش انتشار مواد آلاینده نداشتند (Neumayer, 2003). مطالعه‌‌‌ی جذاب دیگری که به‌‌‌وسیله‌‌‌ی استی و پورتر (2005) انجام شده‌‌‌است احتجاج می‌‌‌کند کشورهایی که شرایط رقابتی بالاتر و بیشتری در بازارشان حاکم است، به ثبت و ضبط کارآیی بالاتر در بخش محیط‌‌‌زیست‌‌‌شان علاقه‌‌‌مند هستند. نویسند‌‌‌گان تلاش می‌‌‌کنند که نشان دهند دلیل این امر همان عواملی است که منجر به افزایش رقابت در سطح ملّی می‌‌‌شوند و هم‌‌‌زمان برای به وجود آمدن فضای محیط‌زیستی بیشتر انگیزه‌‌‌بخش‌‌‌اند؛ درواقع به این معنا است که رقابت‌‌‌های اقتصادی و کارآیی محیط‌زیستی منطقاً و ضرورتاً در تضاد با هم قرار نمی‌‌‌گیرند. درنهایت احتمالاً مهم‌‌‌ترین اثر مفهومی و جامع درباب کارآیی محیط‌زیستی میان ملل گوناگون، مطالعه‌‌‌ی لایل اسکراگز است که در سال 2003 با عنوان وفور مداوم چاپ شد. او از دموکراسی هفده کشور صنعتی استفاده کرد تا بتواند شاخص کارآیی محیط‌‌‌زیست را به‌‌‌عنوان متغیّرهای وابسته برسازد. همان‌‌‌طور که اسکراگز در مطالعه‌‌‌ی پیشین خود (2002،‌‌‌ 1999) فهمیده بود که درفضای کورپوروتیسم، درآمد سرانه‌‌‌ی بالاتر و نهادهای دموکراتیک متمرکز، با کارآیی محیط‌‌‌زیستی خیلی همبستگی ندارند، به شکل جذّابی نشان داد که هیچ ارتباط معناداری بین عقاید عمومی اظهارشده در مورد محیط‌‌‌زیست و خروجی‌‌‌های بهتر محیط‌‌‌زیستی وجود ندارد.

جعبه‌‌‌ی سیاه کارآیی محیط‌‌‌زیست

در یک جمع‌‌‌بندی کلّی و برای مطالعه‌‌‌‌‌‌ی جنبه‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی کشورهای مختلف تلاش می‌‌‌شود که ضروریات اوّلیّه شرایط بهتر یا بدتر کارآیی محیط‌‌‌زیست را ذکر کرد. نتایج مطالعات پیشین، ابری پراکنده و گاه تصویری متضاد را نشان می‌‌‌دهد. اگر بخواهیم از میان همه‌‌‌ی مطالعات نتیجه‌‌‌ای تکراری را بیرون بکشیم به‌‌‌نظر می‌‌‌رسد که کورپوروتیسم در بالا بُردن کارآیی محیط‌‌‌زیستی تأثیرگذار است. درواقع ازبین رفتن کارآیی محیط‌‌‌زیستی حداقل ازمنظر کاهش آلاینده‌‌‌های نقطه‌‌‌ای در کشورهای صنعتی غربی مورد مناقشه نیست (Scruggs, 1999, 2001, 2003; Neumayer 2003, Jahn 1998; Crepaz, 1995) امّا این نتیجه قابل اتّساع به بقیه‌‌‌ی کشورها نیست. نرسیدن به نتایج مشخص و همه‌‌‌گیر و بدست آوردن دانشی محدود در این زمینه می‌‌‌تواند علل متفاوتی داشته‌‌‌باشد. یکی از این علّت‌‌‌ها می‌‌‌تواند انتخاب محدود و درعین حال بسیار متنوّع و متغیّر کشورهای تحت مطالعه باشد که اندازه‌‌‌گیری نشان‌‌‌زدهای محیط‌‌‌زیستی و نیز عوامل اجتماعی- سیاسی‌‌‌ را در این کشورها بسیار متفاوت می‌‌‌کند. علّت اصلی آن را می‌‌‌توان محدودیّت ناشی از نبود رویکردی نظری دانست که امکان به‌‌‌وجود آوردن بستری مطمئن برای طرح پرسش‌‌‌های تجربی تعیین‌کننده‌ی کارآیی محیط‌‌‌زیستی را به‌‌‌وجود نمی‌‌‌آورد. جدا از آن، تقریباً صحبت‌‌‌کردن از یک حفره‌‌‌ی بسیار بزرگ یا جعبه‌‌‌سیاه بودن تحلیل کارآیی محیط‌‌‌زیست بین ملل متفاوت به امری پذیرفته‌‌‌شده و عادی تبدیل شده‌‌‌است. چنین جعبه‌‌‌ی سیاهی شامل فرآیند سیاست‌‌‌گذاری محیط‌‌‌زیست است: کدام عوامل سیاسی و اجتماعی با سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی بلندپروازانه ارتباط دارند؟ چگونه سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی به خروجی‌‌‌های سیاستی تبدیل و ترجمه می‌‌‌شوند (خروجی‌‌‌های سیاستی مثل کاهش انتشار، حفاظت زیستگاه و مدیریّت منابع)؟ و چگونه خروجی‌‌‌های سیاستی شرایط و موقعیّت و وضعیّت منابع محیطی را تحت تأثیر قرار می‌‌‌دهند؟ با این‌‌‌که اکثر مطالعاتی که به مقایسه‌‌‌ی بحث کارآیی محیط‌‌‌زیست در کشورهای مختلف پرداخته‌‌‌اند به خود فرآیند سیاستی کمتر می‌‌‌پردازند، امّا باید پذیرفت که اقدامات بسیار کم و ناقصی درباب الگوهای سیاست محیط‌‌‌زیست و چگونگی تولید، تصویب و به‌‌‌کارگیری آن‌‌‌ها داریم و حتّی نمی‌دانیم چگونه حالت و شرایط کارآیی محیط‌زیست را در هر کشور تحت تأثیر قرار می‌‌‌دهند، لذا بیش از این می‌‌‌توان گفت که حذف فرآیند سیاستی در تحقیقات و مطالعات تطبیقی باعث می‌‌‌شود که نتوانیم احتجاجات علّی و دقیق مورد نیاز را برای برقراری پیوند بین ویژگی‌‌‌های ساختاری و نشان‌‌‌زدهای محیط‌‌‌زیستی توسعه دهیم و درک کنیم.

در مقایسه با سایر مطالعات تطبیقی در حوزه‌‌‌ی علوم سیاسی هم‌‌‌چون مطالعاتی که به ساختار و منشاء سیاست‌های دولت رفاه (cf P. Pierson, 2000) یا به‌‌‌وجود آمدن رونق اقتصادی (Feng, 2003) می‌‌‌پردازند، مطالعات سیاست‌‌‌گذاری محیط‌‌‌زیست بسیار کم ‌‌‌است و مطالعات علوم سیاسی در این زمینه بیشتر موضع سکوت را اختیار کرده‌‌‌اند. می‌‌‌توان به مطالعه‌‌‌ی نهادها و مدیریّت منابع محیطی در مقیاس‌‌‌های کوچک نیز اشاره کرد (منابع عمومی محلّی). این حوزه از تحقیقات حجم مناسبی از دانشی را تولید کرده‌‌‌اند که در آن می‌‌‌توان متوجه شد چگونه تقابل بین اقدامات عملی اجتماعات، خصوصیّات منابع و طراحی‌‌‌ها و برنامه‌ریزی‌های صنعتی می‌‌‌تواند پایداری استفاده از منابع را تعیین کند (Agrawal 2003; Ostrom 1990, 2005). یکی از تظاهرات مشخّص تمامی تحقیقات ذکرشده آن است که همه‌‌‌ی آن‌‌‌ها چنان در یک چارچوب نظری مشخّص محفوظ شده‌‌‌اند که به هدایت و انباشته شدن تحقیقات تجربی و حصول نتایج، تنها در یک دامنه‌‌‌ی مشخص منجر شده‌‌‌اند. به‌‌‌بیان ساده‌‌‌تر در بهترین حالت، دانشی بسیار اندک درباب پیش‌نیازهای ضروری و اوّلیّه نهادی، سیاسی و اجتماعی داریم، لذا ارزیابی کارآیی محیط‌‌‌زیست دولت‌‌‌ها دارای نقصان جدی است،لذا یکی از نخستین نیازهای ابتدایی شاید آن باشد که نظریه‌‌‌های علوم اجتماعی‌‌‌ای را وارد مطالعات کنیم تا بتوان به درک تقابل بین سیاست و کارآیی محیط زیست کمک کرد (Lundqvist, 1978).

نظریه‌‌‌پردازی کارآیی محیط‌‌‌زیستی

همان‌‌‌طور که قبلاً ذکر شد نقطه‌‌‌ی عزیمت این مطالعه آن است که غالب مطالعات مرتبط با تخریب محیط‌زیست برای تأمین و لحاظ کردن اقدامات جمعی مورد نیاز به‌‌‌منظور حلّ این مسائل، با دشواری‌‌‌های جدّی روبرو هستند. البتّه این گزاره آن‌‌‌قدر موسّع است که کارآیی تحلیلی ندارد و باعث تحت‌‌‌الشعاع قرار دادن عدم تجانس‌‌‌های بین مسائل محیط‌‌‌زیستی می‌‌‌شود و درک ما را از فهم این نکته که هر کدام از این مسائل محیط‌‌‌زیستی ریشه در مشکلات اقدامات عملی مختلف با منشاءهای متفاوت دارد را ناممکن می‌‌‌سازد. در یک نگاه کلّی‌‌‌تر، یک محیط‌‌‌‌‌‌زیست سالم طبیعی، کالایی عمومی است. بعد از تحقیقات استروم (1994) تمایز اساسی بین مسائل تأمینی و مسائل تخصیصی در مهیّاسازی این کالای عمومی مدّنظر قرار گرفت. مسائل تأمینی در واقع ناشی از تأمین یک کالای عمومی نظیر ساختمان‌‌‌سازی، تأمین مالی و نگه‌‌‌داری یک سیستم آبیاری یا یک سیستم بازچرخانی پساب شهری است. مسائل تخصیصی آن مسائلی هستند که به استفاده از منابع محدود نظیر استخراج آب از منابع آب زیرزمینی یک آبخیز یا برداشت چوب از یک جنگل مرتبط‌‌‌اند. بسیاری از مسائل محیط‌‌‌زیستی می‌‌‌توانند هم ازمنظر تأمینی و هم ازمنظر مسائل تخصیصی تحلیل شوند. برای مثال آلودگی هوا هم می‌‌‌تواند به‌‌‌عنوان مسأله‌‌‌ی نصب و نگه‌‌‌داری سیستم پایش و کاهش انتشار و هم به‌‌‌شکل کنترل بهره‌‌‌برداری از منابع محدود هوای پاک دیده شود. نکته‌‌‌ی قابل طرح در این قسمت آن است که هم مسائل تأمینی و هم مسائل تخصیصی باعث بروز هزینه‌‌‌ی اثرات جانبی محیط‌‌‌زیستی می‌‌‌شوند (cf Paavola & Adger 2005).

اقتصاددانان محیط‌‌‌زیست بسیار پیش از این استدلال کرده‌‌‌اند که تخریب محیط‌‌‌زیست در واقع برونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌های جانبی محیط‌‌‌زیست است (Baumol, 1975). درواقع تأثیر سیگنال قیمت‌‌‌ها در بازار به شکل کاملی بازتاب‌‌‌دهنده‌ی هزینه‌‌‌های مرتبط با مراحل تولید و حمل و نقل کالاهای بازار نیست که این موضوع خود باعث تولید الگوهای مصرف ناپایدار می‌‌‌شود. چنانچه یک کالای مشخص قیمت پایینی داشته باشد یا اصلاً رایگان باشد، انتظار می‌‌‌رود که مصرف‌‌‌اش بالا رود. چنانچه قیمت‌‌‌ها بتوانند بازتاب صحیحی از کل هزینه‌‌‌های محیط‌زیستی مرتبط با تولید چنین کالای بازاری داشته‌‌‌باشند، آن‌‌‌گاه تخریب محیط‌‌‌زیست نیز خودبه‌‌‌خود موضوع قابل بحثی خواهدبود. بنابراین درونی‌‌‌سازی [در مقابل بیرونی‌‌‌سازی] هزینه‌‌‌های محیط‌زیستی می‌‌‌تواند یک راه‌‌‌حلّ باشد. یعنی [دولت] تولیدکنندگان و مصرف‌‌‌کنندگان را مجبور کند که کل قیمت کالا را که متضمن آن کالاها و خدمات محیط‌زیستی است و در واقع از طبیعت دریافت شده‌‌‌اند را بپردازند (cf Costanza et.al, 2000; Stavins and Whitehead, 1997). به شکل سنّتی چنین موضوعی را می‌‌‌توان به یکی از دو راه‌‌‌حلّ زیر در تشویق به درونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌ها تعبیر کرد یا: در قالب ارزش‌‌‌گذاری درست هزینه‌‌‌های محیط‌زیستی یا ایجاد انگیزه در رواج رفتارهای [مصرف‌‌‌گرایانه] مناسب.

در متن حاضر واژه‌‌‌ی فنّی درونی‌‌‌سازیِ «هزینه‌‌‌های جانبی محیط‌‌‌زیست» یا «درونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌های بیرونی محیط‌‌‌زیست» در معنایی نسبتاً متفاوت به‌‌‌کار می‌‌‌رود که بیشتر در ارتباط و هم‌‌‌ساز با متون سیاسی و برآمده از مطالعات مرتبط با دولت‌‌‌های رفاه است. یکی از مباحث قدیمی در تحقیقات مرتبط با دولت‌‌‌های رفاه آن است که آیا می‌‌‌توان دولت‌‌‌های رفاه را در موضع دفاع از نیروهای بی‌‌‌رحم اقتصادی بازار درک کرد؟ یا لازم است این دولت‌‌‌ها را به‌‌‌عنوان بخشی از اقتصاد بازار و تأمین‌‌‌کننده‌‌‌ی نیازهای کارکردی این گونه اقتصاد درنظر گرفت (C. Pierson, 1992; P. Pierson, 2000)؟ بعضی از نظریه‌‌‌پردازان با این استدلال که دولت‌‌‌های رفاه نوعی واکنش نهادی هستند که برای ایجاد تعادل و توازن در مقابل اثرات جانبی هزینه‌‌‌های اجتماعی و انسانی بازار به‌‌‌وجود آمده‌‌‌اند، طرفدار نگاه دوّم هستند (Therborn, 1987). در واقع هیچ کنش‌‌‌گری در نظام کاملاً آزاد بازار علاقه‌‌‌مند به پرداخت قیمت مواردی نظیر آموزش، مراقبت‌‌‌های بهداشتی، سیستم قضایی، امنیّت اجتماعی و نگه‌‌‌داری کودک نیست. البتّه این موضوع علی‌‌‌رغم این واقعیّت است که خود بازار برای ابقاء کارکرد بلندمدّت، نیازمند دریافت چنین خدماتی است. مطابق با چنین نظریه‌‌‌ای (درونی‌‌‌سازی)، به شکل تاریخی راه‌‌‌حلّ شامل تأمین چنین خدماتی از سوی دولت است که عموماً نیز این خدمت را ازطریق تنظیمات بازتوزیعی مالیات انجام می‌‌‌دهد. با انتقال این رویکرد در دولت‌‌‌های رفاه به چارچوب تخریب محیط‌‌‌زیست (که درواقع نوعی بیرونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی است)، پاسخ دولت‌‌‌ها در قامت مدیریّت محیط‌‌‌زیست را می‌‌‌توان به‌عنوان کوششی برای ایجاد توازن چنین اثرات محیط‌‌‌زیستی و خلق و پایداری ثروت بازار درنظرگرفت، بنابراین کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها را می‌‌‌توان منتهای آن حدّی تعریف کرد که در آن دولت‌‌‌ها می‌‌‌توانند کالاهای عمومی محیط‌‌‌زیستی را تولید کنند، لذا تولید چنین کالای عمومی همواره متضمّن فرآیند درونی‌سازی هزینه‌هایی است که قبلاً به‌‌‌عنوان اثرات جانبی محیط‌‌‌زیست درنظر گرفته می‌‌‌شدند (بیرونی بوده‌اند). نظیر بسیاری از اَشکال تخریب محیط‌‌‌زیست که دربرگیرنده‌‌‌ی کنش‌‌‌گران زیادی است که اصولاً هیچ علاقه‌‌‌ای به پرداخت هزینه‌های محیط‌‌‌زیستی ندارند (یا اگر داشته باشند بسیار کم است). فرآیند درونی‌سازی هزینه‌های محیط‌زیستی نیز به همین شکل باعث به‌‌‌وجود آمدن درگیری‌‌‌ها و تضادهایی در اقدامات جمعی می‌‌‌شود. تحقیقات گذشته نشان داده است عواملی نظیر هنجارهای پذیرفته‌‌‌شده‌‌‌ی هم‌‌‌یاری و صداقت (سرمایه‌‌‌ی اجتماعی) و کیفیّت نهادها برای حلّ منازعات اجتماعی در مقیاس‌‌‌های بزرگ بسیار اثرگذار است، لذا این‌‌‌طور می‌‌‌توان فرض کرد، لازم است در تبیینی که از دولت‌‌‌های مختلف از نظر ظرفیّت آن‌‌‌ها برای مدیریّت منازعات محیط‌‌‌زیستی ارائه می‌‌‌شود، سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و کیفیّت نهادی به‌‌‌عنوان عوامل اصلی و راه‌‌‌گشا درنظر گرفته‌شوند.

سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و کارآیی محیط‌‌‌زیست

در خلال دهه‌‌‌ی 1990 میلادی، عنصر سرمایه‌‌‌ی اجتماعی به محور اصلی علوم اجتماعی تبدیل شد که برخی آن را کاملاً و برخی به‌‌‌عنوان یکی از مهم‌‌‌ترین وجوه توسعه‌‌‌ی نظریه‌‌‌های علوم اجتماعی طّی دو دهه‌‌‌ی اخیر می‌‌‌دانند (Ostrom & Ahn, 2003)، امّا معنای این مفهوم بسیار مبهم است و امروزه مجادلات جدّی درخصوص این که معنای واقعی آن چیست و چه دریافتی می‌‌‌توان از سرمایه‌‌‌ی اجتماعی داشت وجود دارد. نسبت به این که قرار است سرمایه‌‌‌ی اجتماعی چگونه بررسی و اندازه‌‌‌گیری شود نیز صحبت‌‌‌های جدّی وجود دارد. البتّه بسیاری از ناظران درباب اهمیّت آنچه که لازم است به‌‌‌عنوان هسته‌‌‌ی اصلی سرمایه‌‌‌ی اجتماعی درنظر گرفته شود توافق دارند. آن‌‌‌ها این محور را اعتماد و روابط درونی ناشی از چنین اعتمادی (یا به ‌‌‌شکل عمودی میان شهروندان و دولت یا به شکل افقی میان خود شهروندان) می‌‌‌دانند که می‌‌‌تواند در قالب شبکه‌‌‌های سازمانی متراکم که در سطح شهروندان وجود دارد و قابلیّت فراوانی برای حلّ منازعات، سیاست‌‌‌های اجرایی و مهم‌‌‌تر از همه تولید و نگه‌‌‌داری کالاهای عمومی دارد (c.f. Putnam, 1990, 2000; Dasgupta & Serageldin, 2000) خود را به منصه‌‌‌ی ظهور برساند. استروم سرمایه‌‌‌ی اجتماعی را به‌‌‌عنوان دانش، درک، هنجارها، قواعد و انتظارات مشترکی تعریف می‌‌‌کند که الگوی تعاملی میان گروه‌‌‌‌‌‌های متشکّل از افراد را به سمت فعّالیّت‌‌‌های جمعی می‌‌‌برد (Ostrom, 2000, p. 176). متخصّصان دانشگاهی بسیار به مبحث سرمایه‌‌‌ی اجتماعی علاقه‌منداند چراکه نتایج تجربی و عمومی نشان‌‌‌دهنده‌‌‌ی ارتباط میان سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و دیگر خروجی‌‌‌های اجتماعی بهینه است. این برداشت وجود دارد که اقتصادهای شکوفا با موارد نظیر: سطح بالای سرمایه‌‌‌ی اجتماعی (Dasgupta & Seregaldin 1999)؛ مشارکت بالای دموکراتیک (Inglehart, 1999) و دولت‌‌‌های کارآ و پویا تلازم دارد (Putnam, 1993, 2000; Newton, 1999). به‌‌‌نظر می‌‌‌رسد عنصر فعّال سرمایه‌‌‌ی اجتماعی صداقت باشد؛ سطح صداقت در شهروندان و نهادها، عنصر تعیین‌‌‌کننده‌‌‌ی سطح مشارکت و همکاری درجریان منازعات به‌‌‌وجودآمده و در مقیاس کلان اجتماعی است (Levi & Braithwaite 1998, Offe, 1999). نظرات بسیار مشهوری درخصوص این‌‌‌که کدام نوع از صداقت از اهمیّت بالاتری برخوردار است ارائه شده‌‌‌است.

هم‌‌‌چنین این سؤال که چگونه ما می‌‌‌توانیم متوجّه شویم که چرا صداقت باعث تشکیل هم‌‌‌یاری در جامعه می‌‌‌شود نیز وجود دارد (Hobson, 2004). یکی از وجوه تمایز و افتراق بین متخصصان‌‌‌ اختلاف نظر آنان در این باب است که آیا صداقت موجود بین عموم است که اهمیّت نیل به هم‌‌‌یاری اجتماعی را به‌‌‌وجود می‌‌‌آورد یا صداقت موجود بین نهادهای اجتماعی است که موجب هم‌‌‌یاری می‌‌‌شود (Rothstein & Stolle, 2003). نکته‌‌‌ی بحث‌‌‌ برانگیز دیگر آن است که آیا سرمایه‌‌‌ی اجتماعی در جریان مشارکت داوطلبانه در سازمان‌‌‌های اجتماعی شکل می‌‌‌گیرد یا لازم است چنین سازمان‌‌‌هایی را محصول حضور سرمایه‌‌‌ی اجتماعی دانست (Stolle, 1998, 2003). مبتنی بر اکتشافاتی که از دیگر حوزه‌‌‌های سیاست‌گذاری به‌‌‌دست آمده و در آن‌‌‌ها نقش سرمایه‌ی اجتماعی در حلّ مسائل عملی اجتماعات بررسی شده‌‌‌است، به‌‌‌نظر می‌‌‌رسد استدلالات محکمی وجود دارد که انتظار داشته باشیم نظیر چنین کارکردهای اجتماعی را می‌‌‌توان در مقابله با تخریب محیط‌‌‌زیست به‌‌‌وسیله‌‌‌ی اجتماعات متصوّر بود (Pretty, 2001 & Ward)، لذا یکی از سؤالات مهم آن است که بدانیم چگونه جنبه‌‌‌های مختلف سرمایه‌‌‌ی اجتماعی به کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها مرتبط می‌‌‌شوند. درواقع بدانیم که آیا مسیرهای علّی در این زمینه‌‌‌ قابل شناخت هستند یا نه. کشورهای دارای سطوح بالای سرمایه‌‌‌ی اجتماعی قاعدتاً باید بتوانند از دو طریق از سرمایه‌‌‌ی اجتماعی‌شان سود ببرند: نخست اجرای سیاست‌‌‌ها و مشخصاً آن نوع سیاست‌هایی که احتیاج به مشارکت وسیع میان بخش بزرگی از جمعیّت دارد (اجرا در جوامع دارای صداقت و شبکه‌های سازمانی بالا آسان‌‌‌تر است). در واقع چنانچه شهروند الف، شروع به بازچرخانی پسماند تولیدشده در خانه‌‌‌ی خود کند این اطمینان را دارد که هم‌‌‌قطاران‌‌‌اش نیز مثل او عمل می‌‌‌کنند. چنانچه این اعتماد در میان بقیّه وجود نداشته‌‌‌باشد آن‌‌‌گاه لازم است شهروند الف با مشوّق‌‌‌های تکمیلی دیگری و نیز پایش سخت‌گیرانه‌ی ضلع سومی پشتیبانی شود تا بتواند به بازچرخانی‌‌‌اش ادامه دهد که البتّه چنین اتفاقی باعث بالابردن هزینه‌‌‌های اجرایی سیاست‌‌‌های بازچرخانی برای دولت در قالب مالیات می‌‌‌شود. دومین راه آن است که در فرهنگ‌‌‌های سیاسی دارای صداقت بالا، نگاه به شهروندان به‌‌‌گونه‌‌‌ای باشد که با قراردادن آن‌‌‌ها در موقعیّت‌‌‌های بهتر، شروع و اجرای همکاری‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی‌‌‌ای که به نفع خودشان است را ممکن سازد، به‌‌‌بیان دیگر خودسازمان‌‌‌دهی در جوامعی که سطح بالای سرمایه‌‌‌ی اجتماعی را دارند، بیشتر به وقوع می‌‌‌پیوندد. با وجودی‌‌‌که نمی‌‌‌توان تصّور کرد که تجزیه و تحلیل‌‌‌ها در کشورهای مختلف با استفاده از داده‌‌‌های تجمیعی که از هر کدام از کشورهای به دست می‌‌‌آید قابلیّت تمیز و تشخیص بین این دو گونه اثرات را داشته باشد امّا سناریوهای ممکنی وجود دارند که می‌‌‌توانند مسیرهای علّی قابل قبول نشان‌‌‌دهنده‌‌‌ی اثر صداقت بر کارآیی محیط‌‌‌زیست را آشکار کنند.

میراث و کیفیّت نهادها

عنصر مهم دیگری که امروزه درجریان نظریه‌‌‌های علوم اجتماعی بسیار قدرت‌‌‌مند است، ناشی از آن ایده‌‌‌ای است که نقشی بنیادین برای نهادها و تأثیر آن‌‌‌ها بر خروجی سیاست‌‌‌ها درنظر می‌‌‌گیرد (Hall, 1996). پیشرفت‌های حاصل‌‌‌شده در مطالعاتی که به نهادها پرداخته‌‌‌اند را می‌‌‌توان از دو طریق به مسائل مرتبط با کارآیی محیط‌‌‌زیست پیوند زد. نخستین روش آن است که اهمیّت تجزیه‌‌‌وتحلیل‌‌‌های تاریخی‌‌‌ای که به تکامل نهادها پرداخته‌‌‌اند را جدّی گرفت و از آن طریق نسبت به تخمین اثرات نهادها بر ظرفیّت‌‌‌های محیط‌‌‌زیست اقدام کرد. در چنین رویکردی آن مسیرهای تاریخی که نهادهای محیط‌‌‌زیستی طی کرده‌‌‌اند را مبتنی بر وجوه نظری‌‌‌ای چون فربگی (ضخامت) نهادی، چسبندگی مسیر و مقاطع زمانی حسّاس و تأثیرگذار قابل تحلیل است (North, 1990, Arthur 1994; Pierson 2000a and 2000b; Torfing 2001; Duit, 2002; Thelen 2000, Thelen and Streek, 2005). در این رویکرد می‌‌‌توان متوجّه شد که آیا رابطه‌‌‌ای بین فرآیند نهادسازی سیاست‌‌‌های محیط‌زیستی و کارآیی‌‌‌های متعاقب محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها وجود دارد یا نه (یعنی چه موقع قوانین محیط‌زیستی برای چه مناطقی تصویب می‌‌‌شوند و در چه زمانی نخستین آژانس‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی [برای اجرای آن قوانین] تشکیل می‌‌‌شوند و نیز انعقاد مقاوله‌‌‌های بین‌‌‌المللی در چه زمانی صورت می‌‌‌گیرد) و لذا می‌‌‌‌‌‌توان توصیفی از تکامل نهادهای محیط‌‌‌زیستی را در قالبی تطبیقی ارائه داد. در گام بعدی تحلیل، الگوهای هم‌‌‌گرایی و واگرایی تکامل نهادهای محیط‌‌‌زیستی، قابل پیوندزدن با خروجی سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی هستند. مجموعه‌‌‌ای از رویکردهایی که نهادسازی‌‌‌های مرتبط با محیط‌‌‌زیست را در 38 کشور نشان می‌‌‌دهد را می‌‌‌توان در مطالعه‌‌‌ی ونیدر و یانکه دید. مبتنی بر مطالعه‌‌‌ی موردی که با انتخاب هوشمندانه‌‌‌ای از گزینه‌‌‌ها همراه ‌‌‌است، مجموعه داده‌‌‌های خوبی شامل تاریخ تشکیل وجوه هفت‌‌‌گانه‌‌‌ای از نهادسازی‌های محیط‌‌‌زیستی (وزارت محیط‌زیست، آژانس‌‌‌ ملّی محیط‌‌‌زیست، برنامه‌‌‌ی ملّی محیط‌‌‌زیست، چارچوب قانونی محیط‌‌‌زیست، بخش‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی در قانون اساسی، شورای ملّی متخصّصان محیط‌‌‌زیست) نیز ارائه شده‌‌‌است که چنین داده‌هایی قابلیّت تحقیق عمقی اثرات نهاد‌‌‌سازی‌‌‌های تاریخی برکارآیی محیط‌‌‌زیست را بالا می‌‌‌برند.

دومین مسیر نهادی که مبتنی بر نظریّه‌‌‌ها قابل استفاده است، بر نقش اساسی کیفیّت نهادها تأکید دارد. درواقع کیفیّت نهاد عامل مهمّی در تبیین دگرگونی‌‌‌های رخ‌‌‌داده در حکم‌‌‌رانی و اقتصاد است تا آن‌‌‌جا که می‌‌‌توان عدالت، اعتماد، بی‌‌‌طرفی، نبود فساد و وجود نهادهای بین‌‌‌المللی را با جوامع دارای رفاه، مشارکت دموکراتیک و رشد اقتصادی بالا در ارتباط وثیق دانست (North 1990, Rothstein, 2003; Newton, 1999; Olson, 1996). مشکلات اجتماعی پیش‌‌‌آمده‌‌‌ی نهادهایی که دارای کارکرد مناسب، شفافیّت، پیش‌بینی‌پذیری، روال‌های قانونی و فساد پایینی هستند را می‌‌‌توان از طریق تأمین ساختارهای قاعده‌‌‌مند و ایجاد محدودیّت‌‌‌ها درون قلمرو نهادی‌شان کم کرد. درنتیجه پخش خطر در کلّ عرصه‌‌‌ی اجتماع باعث کاهش خطرپذیری تمامی کنش‌‌‌گران می‌‌‌شود. این مسیر دوّم درواقع معیارهایی را به شکل کلان برای کیفیّت نهادها، درونی می‌‌‌کند که از جمله‌‌‌ی می‌‌‌توان به اثر کافمن و کری و ستورفزی (2003) که مجموعه داده‌‌‌های موضوعات حکم‌‌‌رانی III و IV را ارائه داده‌‌‌اند اشاره کرد. آن‌‌‌ها این معیارها را برای ارزیابی فضای نهادی در کشورهای مورد بررسی‌‌‌شان عرضه کرده‌‌‌اند و به این نتیجه دست یافتند که هرچه کیفیّت نهادها بالاتر رود هم‌‌‌زمان انتظار وجود ارتباطات مثبت این نهادها با ظرفیّت‌‌‌های محیطی بهتر نیز بیشتر می‌‌‌شود. درواقع کشورهایی که دارای نهادهای ضعیف و فاسد باشند در حلّ مسائل و ایجاد حسّ تعاون در مقیاس بزرگ و اجتماعی و جلوگیری از تخریب محیط‌زیستی ناتوان‌‌‌اند. چنانچه الف قصد داشته باشد در یک تلاش جمعی هم‌‌‌کارانه در مقیاسِ بزرگ شرکت کند، آن‌‌‌گاه این الف دوست دارد بداند که آیا هیچ ساختار نهادی در محل زندگی او وجود دارد که بتواند از حضور و مشارکت ب، ج و تمامی دیگر افراد ناشناس حمایت کند یا نه. این موضوع که تنها یک نفر باشد (یا در هر صورت عده‌‌‌ی معدودی در اجتماعی بزرگ) که بخواهد سیستم بازچرخانی پسمانداش را در خانه اجرا کند، در بلندمدّت برای اکثر مردم بی‌‌‌معنی می‌‌‌شود و وقتی ساختارهای نهادی در پشتیبانی از همکاری اجتماعی فاقد عمل باشند یا تأثیر ضعیفی داشته باشند، مسلماً همکاری اجتماعی نیز افول می‌‌‌کند. از سویی، فضای حاکم بر نهادهای یک جامعه در افزایش همکاری‌‌‌های اجتماعی در مقیاس‌‌‌های کوچک نیز بسیار تأثیرگذاراند. ایجاد ساختار و حمایت از نهادها در راستای اقدامات عملی هر اجتماع در جامعه‌‌‌ای آسان‌‌‌تر است که روال‌‌‌های قانونی و حقوقی پاسخ‌‌‌گویی، نداشتن فساد و خدمات آزادانه‌‌‌ی مدنی رواج داشته باشد. به همین شکل می‌‌‌توان نشان داد که نهادهای پایدار و آزاد، پیش‌‌‌نیازی ضروری برای رسیدن به رشد اقتصادی و انباشت ثروت‌‌‌اند و مدیریّت منابع طبیعی در درازمدّت کاملاً به چارچوب‌‌‌های نهادی وابسته‌است (c.f Robbins, 2000). حتّی می‌‌‌توان گفت که فضای حاکم بر نهادهای یک جامعه تأثیری بی‌‌‌اندازه‌‌‌ بر شرایط به‌وجودآورنده‌‌‌ی هم‌‌‌یاری اجتماعی نیز خواهدداشت. ساخت و حمایت از نهادها برای اقدامات عملی در جامعه‌‌‌ای راحت‌‌‌الوصول‌‌‌تر است که روال‌‌‌های قانونی پاسخ‌‌‌گویی و خدمات مدنی، بدون فساد و آزادانه ترویج شده باشد.

سوی تاریک نهادها

پیش از آن که به انتهای بحث برسیم لازم است نکته‌‌‌ی اضافی دیگری توضیح داده شود. در نهایت نهادهای کارآ اثرات مثبتی خواهند داشت چراکه آن‌‌‌ها رفتارهای هم‌‌‌یارانه را تقویت می‌‌‌کنند. با کاهش تزلزل در تعامل میان افراد و نمایندگان نهادها، آن‌‌‌ها خواهند توانست هزینه‌‌‌های اقدامات و اهداف را پایین بیاورند (North, 1990)، بنابراین نهادهای خوب، همکاری را در سطح هزینه‌‌‌ای پایین‌‌‌تری به منصه‌‌‌ی ظهور خواهند رساند و این همان دلیلی است که نهادها را به‌‌‌عنوان علّت ارتقای سطوح اقتصادی و رفاهی می‌‌‌شناسد چراکه نهادها با افزایش هم‌‌‌یاری اجتماعی، سطح تعامل و ارتباطات و ثروت را بالا می‌‌‌برند. همان‌‌‌طور که پیش از این استدلال شد می‌‌‌توان شبیه چنین کارکردهایی را برای نهادها در عرصه‌‌‌ی مدیریّت منابع طبیعی متصوّر بود، چراکه عرصه‌‌‌ی منابع طبیعی زمانی موفق عمل می‌‌‌کند که هم‌‌‌یاری اجتماعی در مقیاس‌‌‌های کلان، رشد و افزایش پیدا کرده‌‌‌باشد، امّا مسأله این است که تخریب و نابودی منابع طبیعی نیز نیازمند وجود هم‌‌‌یاری میان کنش‌گران و داشتن چارچوب‌‌‌های نهادی قوی برای ایجاد ارتباطات و حفاظت و حمایت از حقوق مالکیّت و داشتن عناصر رسمی غیرفاسد و مواردی از این دست است. نتیجتاً تخریب «مؤثرتر» منابع طبیعی می‌‌‌تواند ازطریق نهادهای خوب نیز صورت گیرد. به همین شکل چنین بحثی را می‌‌‌توان درباره‌‌‌ی سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و منتجات خوب یا بد آن روی رفاه اجتماعی دانست. مارگرت لویز (1996) درباب «سرمایه‌‌‌ی غیراجتماعی» و ولکوک و نارایان (2000) در باب قائل‌شدن تمایز بین گونه‌‌‌های متفاوت سرمایه‌‌‌ی اجتماعی تضمینی و سرمایه‌‌‌ی اجتماعی پیوندی هشدار می‌‌‌دهند. این دو محقّق بیان می‌‌‌کنند که تمایز قائل شدن بین این دو سرمایه‌‌‌ی اجتماعی می‌‌‌تواند مانع از این کلّی‌‌‌نگری و فرض اشتباه شود که سرمایه‌‌‌ی اجتماعی را با تولید کالای خوب یکی درنظر بگیریم (c.f Portes, 1998). وقتی این فهم را وارد مباحث رشد اقتصادی می‌‌‌کنیم، هرچه‌‌‌قدر فرض عقلانی بودن رفتار کنش‌‌‌گران را کم‌‌‌رنگ‌‌‌تر تصوّر کنیم، این تسلسل فرض‌‌‌ها ما را به جایی می‌‌‌رساند که لازم است بپذیریم کنش‌‌‌گران همواره درحال تلاش برای حداکثر کردن ثروت خود هستند تا در یک ساختار نهادی قوی بتوانند به سطوح بالاتر رفاه دست پیدا کنند، امّا نمی‌‌‌توانیم فرض کنیم که این کنش‌‌‌گران هم زمان بر حفاظت از محیط‌‌‌زیست یا درونی‌کردن هزینه‌های محیط‌‌‌زیستی در یک ساختار نهادی قوی تلاش می‌‌‌کنند، بنابراین به جای آن مثلاً باید فرض کنیم که اجرای کارآی یک سیستم بازچرخانی پسماند نیازمند جامعه‌‌‌ای با سرمایه‌‌‌ی اجتماعی بالا و نهادهایی با کیفیّت است و نمی‌‌‌توانیم فرض کنیم که سازوکارهای هم‌‌‌یارانه‌‌‌ تسهیل‌گرایانه و تعاملات کارآی کاهش هزینه‌ها، می‌‌‌تواند در قدم اوّل منجر به اجرای مناسب چنین سیستم بازچرخانی پسماند شود. این مشکل می‌‌‌تواند از آن ناشی شود که عموماً بروز کاهش هزینه‌‌‌های منتج از وجود تعاملاتی که ناشی از سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و کیفیّت نهادی است در محاسبات هزینه‌‌‌ای وارد نمی‌‌‌شود، لذا نمی‌‌‌توان اثر چنین تعاملاتی که باعث ایجاد منافع در عرصه‌‌‌ی حفاظت محیط‌‌‌زیست می‌‌‌شود را درک و بالتبع تبیین کرد.

اندازه‌‌‌گیری کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها: مفروضاتی قهرمانانه یا ساده‌‌‌سازی‌‌‌های زمخت و ناکارآ؟

بدون شک بین کشورهای مختلف تفاوت‌‌‌های زیادی درخصوص نوع نگاه و مدیریّت منابع طبیعی وجود دارد. با این حال همان طور که اسکراگز نشان می‌‌‌دهد دولت‌‌‌ها در برخورد با مسائل مختلف محیط‌‌‌زیستی‌شان عموماً در سطوح نسبتاً مشابهی از اثربخشی اقدام می‌‌‌کنند. برای درک این گوناگونی از رفتار که منبعث از پویایی اجتماعی است، لازم است به این موضوع پرداخته شود که چگونه می‌‌‌توان معیار مقایسه‌‌‌پذیر و گویایی از کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها را یافت. درواقع اصطلاح «کارآیی محیط‌‌‌زیستی» عامداً انتخاب شده‌‌‌است، چراکه به شکل تحلیلی بر این درک استوار است که چگونه عوامل سیاسی و اجتماعی می‌‌‌توانند باعث تخریب محیط‌زیست یا جلوگیری از تخریب و اصلاح آن شوند. این اصطلاح هم‌‌‌چنین به شناخت عوامل مؤثر بر مدیریّت بهتر منابع طبیعی و کاهش اقدامات مضرّ برای محیط‌‌‌زیست کمک می‌‌‌کند. پیش‌‌‌نیاز عمومی چنین معیاری از کارآیی محیط‌‌‌زیست آن است که بتواند بازتاب اقدامات صورت‌‌‌گرفته (یا اقدامات صورت‌‌‌نگرفته‌‌‌ای که در واقع باید انجام می‌‌‌شده است) را در مدیریّت محیط‌‌‌زیست نشان دهد. حال چنانچه کارآیی محیط‌‌‌زیست، درونی‌‌‌سازی هزینه‌های محیط‌‌‌زیستی تعریف‌‌‌شود، آن‌‌‌گاه چنین معیاری‌‌‌ می‌‌‌تواند به لحاظ هزینه‌‌‌ای، تلاش‌‌‌های صورت‌‌‌گرفته برای مبارزه با تخریب محیط‌‌‌زیست را نشان دهد و پایش کند. در این جا منظور از «هزینه‌‌‌ای» مفهومی کلّی است که شامل تمامی هزینه‌‌‌های پولی، سیاسی و انواع هزینه‌‌‌های سازمانی می‌‌‌شود.

نخستین تلاش‌‌‌های صورت‌‌‌گرفته در تولید معیارهای نشان‌‌‌دهنده‌‌‌ی پایداری میان دولت‌‌‌ها، عموماً بر تخمین‌هایی مطلق از نشان‌‌‌زدهایی محیط‌‌‌زیستی متمرکز بوده‌‌‌اند تا بتوانند بستری مناسب برای مقایسه‌‌‌ی بین کشورها را فراهم کنند. نمونه‌‌‌هایی از مجموعه داده‌‌‌های «سنجش پایداری» که در اندازه‌‌‌های بین‌‌‌المللی تولید شده‌‌‌اند را می‌‌‌توان برشمرد: وضعیّت جهان که لستربراون به کمک مؤسسه‌‌‌ی دیده‌‌‌بان جهان ارائه کرده‌‌‌است؛ «ردپای ‌اکولوژیکی» که واکرناژال و همکاران‌‌‌اش (2000) منتشرکرده‌‌‌اند و شاخص پایداری محیط‌‌‌زیستی و شاخص کارآیی محیط‌‌‌زیستی که توسط مجمع جهانی اقتصاد دانشگاه یل گزارش شده‌‌‌است. در منطق حاکم بر تمامی این معیارها، رتبه‌‌‌بندی کشورها به شکلی است که نشان‌‌‌ می‌‌‌دهد دولت مورد بررسی چه‌‌‌قدر با آن دولت فرضی ایده‌‌‌آلی که در مباحث‌‌‌شان طرح کرده‌‌‌اند، فاصله دارد. ابتدائاً پایداری به شکل نظری توصیف می‌‌‌شود و سپس ازطریق معیارهای چندگانه‌ای که استفاده از منابع، انتشار آلاینده‌‌‌ها و وضعیّت سیستم‌‌‌های طبیعی را در هر کشور اندازه‌‌‌گیری می‌‌‌کنند، محاسبه می‌‌‌شوند. درست است که تمرکز بر توسعه ازمنظر پایداری ممکن است از جهات بسیاری رویکرد مناسبی به نظر برسد امّا همان‌‌‌طور که نیومایر نشان داده‌‌‌است مسأله‌‌‌ی اصلی آن است که هیچ تعریف جهانی به اجماع رسیده‌‌‌‌‌‌ای از پایداری وجود ندارد، لذا این امر می‌‌‌تواند منجر به تخمین‌‌‌های بسیار دور از هم و متفّرقی شود که معیارهای گوناگونی نیز درحال ارائه کردن آن‌‌‌ها هستند: «برای مثال برخی از معیارها به ما می‌‌‌گویند که بسیاری از کشورها و به‌‌‌خصوص کشورهای توسعه‌‌‌یافته، مشکل عمده و بنیادینی با پایداری ندارند امّا بسیاری دیگر اشاره می‌‌‌کنند که اقتصاد بیشتر کشورها و به‌‌‌خصوص کشورهای توسعه یافته واضحاً ناپایدار است» (Neumayer 2004:139). در یک نگاه متفاوت می‌‌‌توان کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها را ازمنظر تلاش‌‌‌های آن‌‌‌ها در شناخت مسائل محیط‌‌‌زیستی نیز تخمین زد؛ در واقع با پایش متغیّرهای اندازه‌گیری‌‌‌کننده‌‌‌ی نشان‌‌‌زدهای محیط‌زیستی می‌‌‌توان به چنین شناختی نائل آمد. چنین رویکردی این سود را دربردارد که ازطریق آن می‌‌‌توان، اندازه‌‌‌گیری‌‌‌های معقولی از پارامترهایی که مورد چالش هستند (مثل درونی‌سازی اثرات جانبی محیط‌زیست) را به دست آورد. در چنین شرایطی تغییرات یک معیار را می‌‌‌توان به‌‌‌عنوان بازتاب مجموعه فعالیّت‌‌‌ها و تلاش‌‌‌هایی درنظر گرفت که به قصد کاهش نشان‌زدهای محیط‌‌‌زیستی صورت‌گرفته‌‌‌اند. در ابتدای امر این رویکرد نمی‌‌‌تواند چیزهای زیادی در مورد کلیّت پایداری یک دولتِ مشخص عرضه کند امّا این مبنا را در اختیار محققان می‌‌‌گذارد که متوجه شوند دولت‌‌‌ها چه قدر سرمایه‌‌‌های سیاسی و پولی خود را برای نیل به محیط‌‌‌زیست بهتر به خدمت گرفته‌‌‌اند، به‌‌‌عبارت روشن‌‌‌تر یک دولت چه مقدار قادر است یا خواهان آن است که هزینه‌‌‌های اثرات جانبی محیط‌‌‌زیست را درونی کند.

یکی از نقصان‌‌‌های اصلی این رویکرد آن است که فرض می‌‌‌گیرد کاهش تمامی نشان‌‌‌زدهای محیط‌زیستی ناشی از تلاش‌‌‌های آگاهانه‌‌‌ی دولت‌‌‌ها برای کاهش فشارهای محیط‌‌‌زیستی است، درحالی‌‌‌که این فرض کاملاً اشتباه است. مثلاً کاهش انتشار مواد آلاینده می‌‌‌تواند ناشی از تلاشی آگاهانه صورت گیرد که خواهان در معرض کمتر قرار گرفتن افراد با این مواد آلاینده است امّا می‌‌‌تواند ناشی از بازسازی ساختارهای صنعتی، نوآوری و توسعه‌‌‌ی فنّ‌آوری‌های نوین، رکود اقتصادی و مواردی از این قبیل نیز باشد. مسأله این است که هیچ راهی برای درک منشاء تفاوت‌‌‌های این عوامل و تلاش‌‌‌های سیاسی که به‌‌‌منظور کاهش نوع خاصی در آلاینده‌‌‌گی صورت می‌‌‌پذیرد وجود ندارد، لذا مقایسه‌‌‌ی کارآیی دولت‌‌‌ها با چنین معیاری بسیار سخت می‌‌‌شود.

شاید بتوان اثرات ناشی از تغییرات اقتصادی را با کارهای آماری تا حدودی حذف کرد امّا منابع خطاها آن قدر زیاداند که چنین تلاشی چندان نتیجه بخش نیست. با توجه به این‌‌‌که این نقد بر تمامی معیارهای معرفی شده‌‌‌ی دیگر (به‌‌‌خصوص آن‌‌‌ها که به‌‌‌اندازه‌‌‌گیری مطلق نشان‌‌‌زدهای محیط‌‌‌زیستی می‌‌‌پردازند) وارد است، لذا نمی‌‌‌تواند ضرورتاً به‌‌‌عنوان امری صلب صلاحیّت‌‌‌کننده در انتخاب چنین معیاری درنظر گرفته‌شود.

مشکل دیگر ناشی از اتخاذ این رویکرد، منتج از این واقعیّت است که هیچ توصیف جهانی و قابل کاربرد برای تمامی دولت‌‌‌ها از آن‌‌‌چه که به‌‌‌عنوان مشکل زیست‌‌‌محیطی دیده می‌‌‌شود، وجود ندارد. مشکلات تخصصّی نظیر انتشار گازهای گلخانه‌‌‌ای، انتشار مواد شیمیایی مضرّ، انباشت پسماندها و انتشار صنعتی دی‌‌‌اکسید سولفور در بیشتر جوامع اقتصادی پیشرفته وجود دارند، درحالی‌‌‌که جنگل‌‌‌زدایی، تخریب خاک و کاهش تنوع‌‌‌زیستی در کشورهای کم‌‌‌تر توسعه‌‌‌یافته قابل مشاهده است. این تمایز باعث مشکل مقایسه‌‌‌ناپذیری می‌شود چراکه نمی‌‌‌توان تمامی مشکلات محیط‌‌‌زیستی را موجد مشکلاتی یکسان در همه‌‌‌ی کشورها تصوّر کرد. به‌‌‌طور مثال مبارزه برای کاهش تنوّع‌‌‌زیستی در کشوری مثل مالی ممکن است اندکی مشکل‌‌‌تر از تلاش برای کاهش انتشار گازهای گلخانه‌‌‌ای در آن کشور باشد و برای کشوری مثل آلمان ممکن است شرایط کاملاً برعکس باشد. می‌‌‌توان کاهش دو درصدی انتشار گازهای گلخانه‌‌‌ای در آلمان یا محافظت دو درصد از گونه‌‌‌های در معرض خطر در مالی را بازتاب‌‌‌دهنده‌‌‌ی درستی از کارآیی محیط‌‌‌زیستی هر کدام از این دو کشور درنظر گرفت.

باید توجه داشت که تخمین کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها با اندازه‌‌‌گیری وضعیّت محیط‌‌‌زیستی که در آن قرار دارند، امری کاملاً متفاوت است. مهم‌‌‌ترین دلیلی که می‌‌‌توان برای چنین تضادی اقامه کرد آن است که وضعیّت محیط‌‌‌زیستی یک ملّت- دولتِ، ارتباطی بسیار جزئی و غیرساختارمند با فعّالیّت‌‌‌های اجتماعی موجود در آن دولت را دارد، لذا تمایز واضحی بین متغیّرهای اندازه‌‌‌گیری‌‌‌کننده‌‌‌ی سیستم‌‌‌های محیط‌زیستی (مثل پوشش جنگلی، تنوّع گونه‌‌‌ای، سطح آب زیرزمینی، غلظت آلاینده‌‌‌‌‌‌ها در محصولات مصرفی) و متغیّرهای تخمین‌‌‌زننده‌‌‌ی خروجی سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی (مثل کاهش انتشار، مقدار بازچرخانی و بازیافت پسماندها، کارآیی انرژی) وجود دارد. مهمترین تمایزی که بین این دو متغیر وجود دارد آن است که متغیر‌‌‌های نشان‌دهنده‌‌‌ی وضعیّت محیط‌‌‌زیست به شکل بسیار جزئی به علل اجتماعی مرتبط می‌‌‌شوند درحالی‌‌‌که اندازه‌‌‌گیری خروجی سیاستی اصولاً و اساساً مرتبط با علل اجتماعی‌‌‌ است (که البتّه درک پیچید‌‌‌گی بین آن‌‌‌ها مسأله‌‌‌ای دیگر است). برای مثال تفاوت بین کشورها در برخورد با محافظت از پرنده‌‌‌های در معرض تهدید (که سطح خطرپذیری عموماً ازطریق نسبت تعداد آن‌‌‌ها به تعداد کلِّ گونه‌‌‌های شناخته‌‌‌شده بدست می‌‌‌آید) می‌‌‌تواند گویای سطح تنوّع ‌‌‌زیستی این کشور باشد؛ امّا مسأله آن است که ازدست‌‌‌رفتن تنوّع زیستی می‌‌‌تواند علل گوناگونی در پس‌زمینه‌های اجتماعی مختلفی نیز داشته باشد که برخی از این علل مطمئناً با مدیریّت یا سوء مدیریّت تنوع زیستی ارتباط دارند: مثل سیاست‌‌‌های کاربری اراضی، سیاست‌‌‌های جنگل‌‌‌داری و کنترل مواد آلاینده. عوامل دیگری نیز وجود دارند که تنوّع زیستی را تحت تأثیر قرار می‌‌‌دهند و از نوع علل قبلی نیستند: مثل تغییرات اقلیمی، پویایی اکوسیستم‌‌‌ها، شیوع بیماری‌‌‌ها و فرآیند تکامل زیستی گونه‌‌‌ها. به‌‌‌علاوه مطابق با ادبیات جهانی‌سازی (یا جهانی شدن) تخریب محیط‌‌‌زیستی ممکن است به این معنا باشد که منشاء اثرات اکولوژیکی یک کشور در کشور دیگری باشد (مثلاً اسیدی شدن در اسکاندیناوی) که ناشی از انتشار آلاینده‌‌‌ها در آلمان و بریتانیا بوده‌‌‌است. این موضوع بدین معناست که اسیدی شدن دریاچه‌‌‌های سوئد به‌‌‌عنوان شاخصی از کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت سوئد بازتاب‌‌‌دهنده‌‌‌ی مستقیم و صحیحی از کارآیی محیط‌‌‌زیستی این کشور نیست، لذا می‌‌‌توان تصّور کرد که متغیّر خروجی سیاستی به این دلیل که می‌‌‌تواند در طول زمان، هم‌‌‌بسته با تغییرات اجتماعی، تغییرات رخ‌‌‌داده را نیز به ما نشان دهد، متغیر معتبر و ارزشمندی است و این نگاه با هدف تولید معیارها برای تعیین کارآیی محیط‌‌‌زیستی هم‌‌‌خوانی دارد. جدول یک خلاصه‌‌‌ای از مباحث در جریان و مثال‌‌‌هایی از معیارهای ممکن برای تعیین کیفیّت نهادی، سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و کارآیی محیط‌‌‌زیستی را ارائه می‌‌‌کند.

نتیجه‌‌‌گیری

به‌‌‌عنوان جمع‌‌‌بندی نهایی می‌‌‌توانم به آن‌‌‌چه قبلاً اشاره کردم بسنده کنم. قبلاً تلاش کردم در چارچوب یک نگاه تطبیقی نشان دهم که دانش علمی درخصوص سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی با آن‌‌‌که تحت مطالعات موردی زیادی قرار گرفته است امّا فاقد چارچوب کلان و تبیین عمومی از نفس کارآیی محیط‌‌‌زیستی و تفاوت‌‌‌های میان کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌هاست. از آن سو مطالعات بسیار اندکی وجود دارد که در انجام‌‌‌شان تعداد زیادی از کشورها درنظر گرفته شده‌‌‌‌‌‌است. این مطالعات قاعدتاً وجهی اکتشافی و نیز خاصیّتی غیرنظری دارند، لذا امکان استفاده از آن‌‌‌ها در درک حکم‌‌‌رانی محیط‌‌‌زیستی کشورها در رویکردی تطبیقی چندان وجود ندارند. به‌‌‌منظور فراهم آوردن بستری نظری برای چنین مطالعه‌‌‌ی تطبیقی که توضیح داده‌‌‌شد، لازم است امر سیاست محیط‌‌‌زیستی به شکل درونی‌‌‌سازی هزینه‌‌‌های اثرات جانبی محیط‌‌‌زیستی درک شود. لازمه‌‌‌ی چنین کاری شناخت تعارضات چندگانه‌‌‌ای است که در مقیاس کلان درخصوص اقدامات عملی گروه‌های اجتماعی وجود دارد. نتیجتاً کارآیی محیط‌‌‌زیستی دولت‌‌‌ها می‌‌‌تواند آن حدّ و مرزی تعریف شود که دولت‌‌‌ها حاضراند پرداخت هزینه‌هایی را که قبلاً به‌‌‌عنوان اثرات جانبی محیط‌‌‌زیستی محسوب می‌‌‌شدند را تقبلّ و درونی کنند. به‌‌‌عبارت دیگر این هزینه‌‌‌ها را در سطح جامعه سرشکن کنند. انتخاب این نگاه باعث به‌‌‌وجود آمدن این پرسش‌‌‌ می‌‌‌شود که چگونه باید کارآیی محیط‌‌‌زیستی را عملاً اندازه‌‌‌گیری کرد. به‌‌‌منظور پاسخ به این پرسش نخست تمایزی بین متغیرهای اندازه‌‌‌گیری کننده‌‌‌ی وضعیّت محیط‌‌‌زیست و متغیرهای تخمین‌‌‌زننده‌‌‌ی خروجی‌‌‌ سیاست‌‌‌های محیط‌‌‌زیستی قائل شدیم؛ که مسلماً دومی را برای نیل به یک ارزیابی بهتر از کارآیی محیط‌‌‌زیست ارجح می‌‌‌دانیم؛ پس از آن توضیح داده شد که اتکّا بر معیارهایی که تغییرات و تفاوت‌‌‌های کارآیی محیط‌‌‌زیستی را مبنا قرار می‌‌‌دهند، کارآتر و مناسب‌‌‌تر از آن معیارهایی است که اتکّای‌‌‌شان بر اندازه‌‌‌گیری مطلق نشان‌‌‌زدهای محیط‌‌‌زیستی است؛ چراکه هدف آن نیست که بدانیم محیط‌‌‌زیست در یک دولت چه‌‌‌قدر وضعیّت خوبی دارد بلکه بهتر است هدف آن باشد که بدانیم یک دولت چه‌‌‌قدر دغدغه‌‌‌ی‌‌‌ شناخت و تلاش برای حلّ مشکلات محیط‌زیستی‌‌‌اش را دارد. در تبیین تفاوت‌‌‌های میان ملّت‌‌‌های متفاوت در درونی‌‌‌کردن هزینه‌‌‌های اثرات جانبی محیط‌‌‌زیست، کیفیّت نهادی، میراث نهادی آن ملّت و سرمایه‌‌‌ی اجتماعی به‌‌‌عنوان مهمترین عوامل تبیین‌‌‌کننده مشخص شدند. البتّه این پیشنهادها ناشی از مطالعات نظری و دیگر یافته‌‌‌های تجربی بدست آمده در دیگر عرصه‌‌‌‌‌‌های علوم سیاسی است که این عوامل را دارای تأثیرات بی‌‌‌اندازه در حلّ تناقضات و معارضات گروه‌‌‌های اجتماعی می‌‌‌داند. درهرحال با وجودی‌‌‌که نسل بشر و بازآفرینی ثروت اقتصادی توسط او، کیفیّت بالای نهادی و سرمایه‌‌‌ی اجتماعی، هیچ‌‌‌کدام ضرورتاً نمی‌‌‌توانند اثر مثبتی به‌‌‌عنوان اموری پیشینی در حفظ محیط‌‌‌زیست داشته‌‌‌باشند، عوامل تسهیل‌‌‌کننده‌‌‌ی هم‌‌‌یاری اجتماعی را می‌‌‌توان به‌‌‌منظور استفاده‌‌‌ی مؤثرتر از منابع طبیعی و بهره‌‌‌برداری از آن‌‌‌ها را درنظر گرفت، چراکه به‌‌‌عنوان یک نتیجه‌‌‌ی نوآورانه می‌‌‌توان گفت که سرمایه‌‌‌ی اجتماعی و کیفیّت نهادی، تنها پیش‌‌‌شرط‌‌‌هایی ضروری (و نه البتّه علل) نیل به دولت‌‌‌های کارآی محیط‌‌‌زیستی هستند.

منابع

1- Agrawal, A. (2003). “Sustainable governance of common-pool resources: Context, methods, and politics” Annual Review of Anthropology, 32, 243-262.
2- Arthur, W. B. (1994). Increasing returns and path dependence in the economy. Ann Arbor.
3- Baumol, W. J. and W. E. Oates (1975). The theory of environmental policy: externalities, publicoutlays, and the quality of life. New Jersey, Englewood Cliffs.
4- Buttel, F. H. (2000). "Ecological modernization as social theory." Geoforum 31(1): 57-65.
Costanza, R., H. Daly, et al. (2000). "Managing our Environmental Portfolio." BioScience 50(2): 149-155.
5- Crepaz, Markus M.L. (1995) Explaining National Variations of Air Pollution Levels: Political Institutions and their Impact on Environmental Policy-Making, Environmental Politics 4(3):391-414.
6- Dasgupta, P. and Serageldin, I., 2001. Social Capital: a Multifaceted Perspective, Washington D.C.: The World Bank.
7- Dinda, S. (2004). "Environmental Kuztnes Curve Theory: A Survey." Ecological Economics 49: 431-455.
8- Duit, A. (2002). Tragedins institutioner: svenskt offentligt miljöskydd under trettio år (Institutions of a Tragedy. Swedish Environmental Protection under Thirty Years). Stockholm,
Statsvetenskapliga institutionen Univ.
9- Easty, D. C. and M. E. Porter (2005). "National environmental performance: an empirical analysis of policy results and determinants." Environment and Development Economics 10: 391-434.
10- Feng, Y. (2003). Democracy, Governance and Economic Performance. Cambridge, MIT Press.
11- Goldman, M. (2002). "Globalization and environmental reform: the ecological modernization of the global economy." Contemporary Sociology-a Journal of Reviews 31(6): 727-728.
12- Grafton, R. Q. and S. Knowles (2004). "Social Capital and National Environmental Performance: A Cross-Sectional Analysis." Journal of Environment and Development 13(4): 336-370.
13- Hall, P. A. and R. C. R. Taylor (1996). "Political science and the three new institutionalisms." Political Studies 44(5): 936-957.
14- Hardin, G. (1968). "The Tragedy of the Commons." Science 162: 1243-8.
15- Hobson, B. (2004) Trust: Towards Conceptual Clarification. Australian Journal of Political Science, vol.39:1, 75-87.
16- Inglehart, R. (1995) “Public Support for Environmental Protection: Objective Problems and Subjective Values in 43 Countries.” PS: Political Science and Politics, vol 28:1, 57-72.18
17- Inglehart, R., (1999) “Trust, Well-Being and Democracy”, in Warren, M., ed., Democracy and Trust,Cambridge: Cambridge University Press.
18- Jahn, D. (1998). "Environmental performance and policy regimes: Explaining variations in 18 OECDcountries." Policy Sciences 31(2): 107 -131.
19- Jänicke, M. and H. Weidner (1997). National Environmental Policies. A Comparative Study of
Capacity-Building. Berlin, Springer.
20- Jänicke, M. and H. Weidner (2002). Capacity Building in National Environmental Policy. A comparative study of 17 countries. Berlin, Springer.
21- Kaufmann, D. Kraay, A, and Mastruzzi, M. “Governance Matters III Governance Indicators for 1996- 2002” World Bank Policy Research Working Paper 3106 (2003), (http://www.worldbank.org/wbi/governance/pubs/govmatters3.html).
22- Levi, M. (1996). “Social and Unsocial Capital: A Rewiev Essay of Robert Putnam's Making Democracy Work” Politics & Society, 24(1), 45-56.
23- Levi, M. and Braithwaite, V., (1998). Trust and Governance, New York: Sage.
Lundqvist, L. J. (1978). "Comparative-Study of Environmental Politics - from Garbage to Gold." International Journal of Environmental Studies 12(2): 89-97.
24- Meyer, A.L., Van Kooten, G.C. & Wang, S. (2003) ”Institutional, social and economic roots of deforestation: a cross country comparison” International Forestry Review, vol. 5. 29-37.
25- Midlarsky, M. I. (1998). "Democracy and the Environment: An Empirical Assessment." Journal of Peace Research 35(3): 341-361.
26- Neumayer, E. (2003). "Are left-wing party strength and corporatism good for the environment?
Evidence from panel analysis of air pollution in OECD countries." Ecological Economics 45:
203-220.
27- Neumayer, E. (2004). “Indicators of Sustainability” in T. Tietenberg and H. Folmer (eds) International Yearbook of Environmental and Resource Economics 2004/05. Cheltenham, Edward Elgar: 139-188.
28- Newton, K. (1999). “Social and Political Trust in Established Democracies” in P. Norris (ed.), Critical Citizens Global Support for Democratic Governance. Oxford: Oxford University Press.
29- North, D. C. (1990). Institutions, institutional change, and economic performance. Cambridge; New York, Cambridge University Press.
30- OECD. (2001). Environmental performance reviews: achievements in OECD countries. Paris:
Organization for Economic Co-operation and Development.
31- Offe, C. (1999). “How can we trust our fellow citizens?” in M. E. Warren (Ed.), Democracy and Trust. Cambridge: Cambridge University Press.
32- Olson, M. Jr., 1996. Big Bills Left on the Sidewalk: Why Some Nations are Rich, and Others Poor, Journal of Economic Perspectives, 10, 1, pp. 3-22.
33- Ostrom, E. (1990). Governing the commons: the evolution of institutions for collective action.
Cambridge [England]; New York, Cambridge University Press.
34- Ostrom, E. (1998). "A behavioral approach to the rational choice theory of collective action." American Political Science Review 92(1): 1-22.
35- Ostrom, E. (2005). Understanding Institutional Diversity. Princeton, Princeton University Press.
36- Ostrom, E. and T. K. Ahn (2003). Foundations of social capital. Cheltenham, UK; Northampton, MA,Edward Elgar Pub.
37- Ostrom, E., (2000) Social Capital: A Fad or a Fundamental Concept?, in Dasgupta, P. and Seragaldin,I., (eds), Social Capital: A Multifaceted Perspective, Washington D.C.: The World Bank
38- Ostrom, E., R. Gardner, et al. (1994). Rules, games, and common-pool resources. Ann Arbor,
University of Michigan Press.
39- Paavola, J. and N. W. Adger (2005). "Institutional Ecological Economics." Ecological Economics 53: 353-368.
40- Pierson, C. (1992). Beyond the Welfare State? Cambridge, Polity Press.
41- Pierson, P. (2000a). "Increasing returns, path dependence, and the study of politics." American
Political Science Review 94(2): 251-267.
42- Pierson, P. (2000b). "Not just what, but when: Timing and sequence in political processes." Studies in American Political Development 14(1): 72-92.
43- Pierson, P. (2000c). "Three worlds of welfare state research." Comparative Political Studies 33(6-7): 791-821.
44- Pretty, J. & Ward, H. (2001) “Social Capital and the Environment” World Development, vol.29, 209-227.
45- Putnam, R.D., 1993. Making Democracy Work. Civic Traditions in Modern Italy, Princeton University Press.19
46- Putnam, R.D., 2000. Bowling Alone the Collapse and Revival of American Community, New York Simon and Schuster.
47- Raymond, L. (2004). "Economic Growth as Environmental Policy? Reconsidering the
Environmental Kuznets Curve." Journal of Public Policy 24(3): 327-348.
48- Robbins, P. (2000) the Rotten Institution: Corruption in Natural Resource Management. Political Geography, vol. 19, 423-443.
49- Rothstein, B. (2000). "Trust, social dilemmas and collective memories." Journal of Theoretical Politics 12(4): 477-501.
50- Rothstein, B. (2003). "Social capital, economic growth and quality of government: The causal mechanism." New Political Economy 8(1): 49-71.
51- Rothstein, B., & Stolle, D. (2003). Social Capital, Impartiality and the Welfare State: An Institutionalist Approach. In M. Hooghe & D. Stolle (Eds.), Generating Social Capital: Civil Society and Institutions in a Comparative Perspective. New York: Palgrave.
52- Sandler, T. (2004). Global Collective Action. Cambridge, Cambridge University Press.
53- Scruggs, L. (1999). "Institutions and Environmental Performance in Seventeen Western
Democracies." British Journal of Political Science 29(1): 1-13.
54- Scruggs, L. (2001). "Is there really a link between neo-corporatism and environmental performance? Updated evidence and new data for the 1980s and 1990s." British Journal of Political Science 31: 686-692.
55- Scruggs, L. (2003). Sustaining Abundance. Environmental performance in industrial democracies. Cambridge, Cambridge University Press.
56- Stavins, Robert & Whitehead, Bradley. (1997) “Market-Based Environmental Policies” in Chertow, M. & Esty, D. (eds) Thinking Ecologically: The Next Generation of Environmental Policy. Yale, Yale University Press.
57- Stolle, D. (1998). “Bowling together, bowling alone: The development of generalized trust in voluntary associations” Journal of Political Psychology, 19(3), 497-525.
58- Stolle, D. (2003). “The Sources of Social Capital” in M. Hooghe & D. Stolle (Eds.), Generating Social Capital: Civil Society and Institutions in Comparative Perspective. New York: Palgrave
59- Thelen, K. (2000). "Timing and temporality in the analysis of institutional evolution and change." Studies in American Political Development 14(1): 101-108.
60- Thelen, K. and W. Streeck (2005). Beyond Continuity. Institutional Change in Advanced Political Economies. Oxford, Oxford University Press.
61- Therborn, G. (1987). "Welfare States and Capitalist Markets." Acta Sociologica 30(3/4): 237-254.
62- Torfing, J. (2001). "Path-dependent Danish welfare reforms: The contribution of the new
institutionalisms to understanding evolutionary change." Scandinavian Political Studies 24(4):
277-309.
63- Turner, P. W. (1998) Constitutional Orders and Deforestation: A Cross National Analysis of the Humid Tropics (Diss.) (Indiana University: Department of Political Science).
64- Wackernagel, M. et.al. (2000). Ecological Footprints and Ecological Capacities of 152 Nations: The 1996 Update. San Francisco, Redefining Progress.
65- Welsch, H. (2004). "Corruption, growth, and the environment: a cross-country analysis." Environment and Development Economics 9: 663-693.
66- Welzel, C., Inglehart, R. and Klingeman, H-D. (2003) “The Theory of Human Development: A Cross-Cultural Analysis” European Journal of Political Research, vol. 42, 341-379.
67- Woolcock, M., & Narayan, D. (2000). “Social Capital: Implications for Development Theory, Research and Policy” The World Bank Observer, 15(2).
68- York, R. and E. A. Rosa (2003). "Key challenges to ecological modernization theory – Institutional efficacy, case study evidence, units of analysis, and the pace of eco-efficiency." Organization & Environment 16(3): 273-288.

استفاده از مطالب با ذکر منبع آزاد است.
متون سیاستی منتشر شده در شمس، بیانگر دیدگاه نویسندگان بوده و لزوما نظر این شبکه نیست.

نظرات

  • مخاطبان گرامی، برای انتشار نظرات لطفا نکات زیر را رعایت فرمایید:
  • 1- نظرات خود را با حروف فارسی تایپ کنید.
  • 2- نظرات حاوی مطالب کذب، توهین یا بی‌احترامی به اشخاص، قومیت‌ها، عقاید دیگران، موارد مغایر با قوانین کشور و آموزه‌های اسلامی منتشر نمی‌شود.
  • 3- نظرات پس از ویرایش ارسال می‌شود.
با تشکر، نظر شما پس از تایید در سایت نمایش داده می‌شود.