江河源头区生态补偿标准测算方法研究

刘军政，白绍斌，张新华，范习超，黄火键，赵钟楠

（1.中国农业科学院 农田灌溉研究所，河南 新乡 453002； 2.农业部节水灌溉工程重点实验室，河南 新乡 453002；3.四川省水利厅，成都 610017；4.四川大学 水力学及山区河流开发保护国家

重点实验室，成都 610065；5.水利部水利水电规划设计总院，北京 100011）

0 引 言

【研究意义】江河源头区是江、河水系发源区域，具有独特的生态、经济和社会功能，在我国经济社会发展中具有十分重要的地位和作用。长期以来，人们受传统经济理念的影响，往往忽视江河源区生态系统服务功能价值的存在，对于江河源区生态环境保护做出的牺牲缺乏补偿激励机制，这直接导致“靠山吃山”的现象。为有效解决江河源头区水资源和生态保护与经济协调发展的问题，建立源头区上下游的补偿机制非常重要。其中，补偿标准测算是生态补偿机制建立的核心和技术关键，它关系到补多少才能既反映源头区生态服务的价值及其成本与收益，又能被上下游补偿双方接受，实现整个流域生态功能的恢复或改善。【研究进展】由于生态补偿对象的多样性以及范围的不确定性等原因，目前在学术界并没有形成公认的生态补偿标准测算方法。目前，常用的流域生态补偿方法可以分为2 种类型，一是污染赔偿型[1-3]，包括水质浓度超标倍数法、污染物通量超标总量法等[4-6]。水质赔偿方法在我国应用最为广泛，比较适合上、下游经济发展差距不大、水质污染严重的河流。江河源头区一般处于偏远山区，经济发展相对落后，上、下游经济发展差距较大，源头区内的河流多为一级保护区，一般来说水质较好，水质赔偿法在源头区内显然不适用；二是保护补偿型[7-9]，应用最为广泛的为生态系统服务功能价值法、条件价值评估法和机会成本法[10-12]。源头区（生态系统服务的提供者）向源头区下游（生态系统服务的接受者）提供了优质的生态系统服务，补偿时需要考虑源头区水源保护活动带来的正负外部性价值。衡量公共资源外部性价值最广泛的方法是生态系统服务功能价值法。1997 年，Costanza[12]首次估算了全球生态系统服务功能的价值，随后我国学者谢高地[13]评估了青藏高原的生态服务功能价值，并给出了我国各生态系统类型的当量因子表。【切入点】然而，将生态系统服务功能价值直接当作生态补偿资金，往往金额过大，不具有实际支付意义。因此，兹通过引入考虑了社会经济发展阶段的皮尔曲线，以及考虑了人类作用的土地利用对源头区内生态系统主体功能价值和次要功能价值赋予不同的权重。【拟解决的关键问题】提出适用于江河源头区的生态补偿主体功能法。

1 材料与方法

1.1 主体功能法原理

基于生态环境价值理论、公共产品理论、外部性理论，认为江河源头区生态系统的价值表现为人们对生态需求的满足，特别是随着经济社会的发展水平和人民生活水平的不断提高，人们对江河源头区功能要求越来越高，江河源头区生态系统的价值会越来越大，补偿资金也应越来越高。

根据主体功能和次要功能在权重计算方法上（皮尔曲线法、土地利用占比法）的不同，补偿资金计算公式分为以下2 种形式：

主体功能法1（皮尔曲线确定权重）：

式中：P 为生态补偿金额（元）；P1为主体功能价值（元）；Pi为第i 种次要功能价值（元）；θ1为主体功能价值权重，取为1，这表明在资金有限的条件下优先保护源头区的主体功能；θ2为次要功能价值权重。

主体功能法2（土地利用占比确定权重）：

式中：P 为生态补偿金额（元）；θi为各土地类型面积占比；Pi为各土地类型生态服务功能价值（元）；n 该区域土地利用类型总数。

1.2 生态系统服务功能价值量化方法

根据生态经济学、环境经济学和资源经济学的研究成果以及市场信息的完全与否，生态系统服务功能的经济价值量化方法可分为3 类：一是直接市场法，主要包括市场定价法、生产率变动法、人力资本法等；二是替代市场法。包括影子工程法、旅行费用法、享乐价值法等；三是模拟市场价值法，包括条件价值评估法（也称为支付意愿调查法）、专家评估法等。江河源头区功能类型丰富（主要为物质生产、水供应、均化洪水、大气调节、水土保持、生物多样性和休闲文化等），其多功能性决定了它的多价值性。由于每种功能经济价值量化方法都有最佳的使用条件和使用范围，所以江河源区生态系统功能价值评估需根据自身特征采用不同的量化方法。江河源头区每种生态系统服务功能的经济价值可参考表1 所列方法进行量化。在此说明，水源涵养功能具体表现为林地汛期的均化洪水能力和枯水期的补水能力，由于均化洪水与补水价值核算方法不同，故分开计算。

表1 生态系统服务功能价值量化方法 Table1 Methods for quantifying ecosystem service function value

1.3 主体功能与次要功能价值权重的确定

1.3.1 皮尔曲线法

随着社会和经济的发展，人们对次要功能越来越重视，环境资源的价值越来越大。所以可根据经济发展阶段确定次要功能价值权重，而主体功能价值权重不用确定。皮尔生长曲线由美国生物学家R.Pearl 教授提出，它能够较好地描述发展阶段对生态价值影响的特征[14]，数学表达式为：

式中：l 为社会发展阶段指数，表示对次要功能价值的认知，可作为它的权重，即θ2=l，l∈（0，1）；取a=2，b=1；L 为l 的最大值，即极富阶段的支付意愿；e 为自然对数的底；t 为时间。

社会经济发展阶段可用恩格尔系数来衡量，恩格尔系数越小，经济发展水平越高，反之，经济发展水平越低。根据世界粮食组织（WFO）的规定，一般可将发展阶段分为贫困、温饱、小康、富裕、极富等5个阶段，所对应的恩格尔系数详见表2。

可以将恩格尔系数的倒数作为时间的函数，即T=1/E。由于极富阶段（T＞5）是一个范围，所以需对T 和t 做一些必要的变换，可设T=t+4，使得在达到极富阶段的基础上，再发展一段时间，次要功能权重系数才可能为1。最终可得皮尔曲线与恩格尔系数的关系（见表3 和图1）。显然，确定了某个区域的恩格尔系数后，就可根据图1 确定次要功能的权重，进而确定主体功能的权重。

从图1 可以看到，当时间t=-∞时，l=0，表示社会极不发展阶段时，次要功能价值支付意愿最小；当t=＋∞时，l=1，表示社会高度发展时，支付意愿最大。

表2 恩格尔系数对应的社会发展阶段 Table 2 The stage of social development corresponding to the Engel coefficient

表3 恩格尔系数对应的时间 Table 3 Time corresponding to Engel's coefficient

图1 发展阶段指数与时间的对应关系 Fig.1 The relationship between social development stage index and time

1.3.2 土地利用占比法

土地利用反映了人类活动对自然环境的作用，其显著地影响着区域的生态系统功能[15-17]，主要土地利用类型决定了其主体功能类型。所以，本文提出另一种确定主体功能价值和次要功能价值权重的方法：将各类型土地利用占比作为其功能价值的权重。该方法根据土地利用占比来判断主体功能与次要功能，利用其占比对每种土地利用类型的功能价值进行重要性排序，即土地利用占比最大者的功能为主体功能，土地利用占比最小者的功能为最次要的功能。这种方法可以很好地反映出每种土地利用类型功能价值的重要性。除了主体功能之外，虽然其他都为次要功能，但是由于每种土地利用类型的占比不同，不同次要功能价值的权重也随着变化，比采用一个固定值更为科学合理。

1.4 典型研究流域概况

安宁河全长337 km，是雅砻江下游左岸最大支流。安宁河流域地处四川省西南部，流经凉山州的冕宁、西昌、德昌3 个县市，于攀枝花米易县汇入雅砻江，流域面积约11 150 km2，流域总人口160 万。

安宁河发源于凉山州冕宁县，源头区地处青藏高原东缘，属横断山脉北东段牦牛山区，地貌以山地为主，所处位置海拔高，人口密度低，因此其生态系统一旦遭到破坏就很难恢复，属于生态系统重度脆弱性地区。源区涉及石棉、九龙、冕宁、越西4 县，各县面积分别为2 667.7、6 741.1、4 387.8、2 252 km2，所属源头区土地面积分别为6.6、0.7、795、1.4 km2，分别占各县总土地面积的0.25%、0.009%、18.1%、0.06%，本研究中，安宁河源头区的所有资源数据均按此比例进行各县相关数据的分配。4 个行政区均属于四川省国家扶贫开发工作重点县、艰苦边远县、“四大片区”贫困县。经济发展水平与安宁河中下游地区存在明显差距。源头区的政府和人民，在保护区域生态安全和资源安全、促进区域间可持续发展以及实现上下游生态和经济双赢等各方面做出了艰苦的努力和牺牲。以冕宁县为例，全县截至2011 年，累计完成退耕还林工程5 667 hm2，营造生态林5 513 hm2，约占97%，荒山配套造林和封山育林5 333 hm2，全部为生态林，工程涉及全县37 个乡镇，179 个村，704 个村民小组，31 457 户，127 659 人。

图2 安宁河流域 Fig. 2 Anning river basin

2 结果与分析

2.1 典型研究流域源头区生态系统服务功能识别及主体功能确定

根据安江河源头区的土地利用识别源头区的生态系统服务功能。基于中国科学院资源环境科学数据中心得到了安宁河源区2017 年土地利用，具体情况见表4 和图3 所示。

图3 安宁河源头区土地利用类型分布 Fig. 3 Distribution of Land Use Types in Source Region of Anning River

由表4 可知，城镇和未利用土地占比较少，由于其生态系统服务功能价值均不明显，因此本研究对二者在功能价值经济量化中不予考虑。根据安宁河源头区土地利用现状，可将安宁河源区生态系统主要分为四类，包括林地生态系统、草地生态系统、农田生态系统（水田、旱地）、水域生态系统。土地利用占比确定权重时，各权重之和需等于1，所以对林地、草地、水田、旱地、水域的占比进行适当调整，调整后的结果以及每种土地利用类型包含的功能（▲、○表示）见表5。

表4 安宁河源区土地利用占比情况 Table 4 Land use ratio in the region of Anning river

表5 安宁河源区生态服务功能类型 Table 5 Types of ecological service functions in the headwaters of the Anning river

结合全国生态功能区划可以确定该区域的主体功能为水源涵养功能，具体表现为林地和草地汛期的均化洪水能力和枯水季节的补水能力（○所示）。所以在用式（1）进行计算时，主体功能价值为林地和草地的均化洪水和补水价值之和，除了这2 项功能价值之外的都为次要功能价值。

2.2 典型研究流域主体功能与次要功能权重及价值确定

根据2017 年的四川省统计年鉴，取该流域的恩格尔系数为34%，通过图1（皮尔曲线法）可确定θ2=l=0.2。每种生态系统服务功能的经济价值参考表1 所列方法进行量化，根据付意成等[3]、COSTANZA等[12]、谢高地等[13]研究成果综合选取量化所需的参数。安宁河源头区生态系统服务功能价值核算的具体金额情况见表6。

2.3 主体功能法核算结果与分析

主体功能法是在生态服务功能价值上进行核算补偿标准的，源头区水生态服务既作用于源头区，又作用于下游地区，所以需要将源头区水源保护的边际效益进行分摊，根据史淑娟等[18]研究，确定源头区的分摊比例为0.2，源区下游分摊比例为0.8。表7 为不同生态补偿方法确定的补偿金额，以及补偿前后受益区（源头区下游）、受损区（源头区）人均财政收入对比情况。在此说明，补偿后受益区人均财政收入=补偿前受益区人均财政收入-受益区人均支付；补偿后受损区人均财政收入=补偿前受损区人均财政收入+受损区人均补偿获得。

由表7 可知，不同生态补偿方法核算的补偿金额大小关系为：生态系统服务功能法（23.15 亿）＞主体功能法1（5.89 亿）＞主体功能法2（5.68 亿）＞机会成本法（4.93 亿）＞条件价值法（1.52 亿）。生态系统服务功能价值法核算金额最大，比核算金额最小的条件价值法大了约15 倍，二者核算金额过大或过小，在实际的补偿中都不易被补偿的双方接受；2种主体功能法核算的金额比较接近，约为机会成本法的1.15 倍。补偿前，受益区人均财政收入为3 048 元，受损区人均财政收入为1 407 元，相差约为2.5 倍，二者的社会经济发展水平相差较大。主体功能法补偿后，受益区每月人均需支付34～35 元左右，受损区人均财政收入＞受益区人均财政收入，二者相差约1.1倍左右，可以看到，缩小了二者的经济发展水平差距；条件价值法补偿前，受益区人均财政收入比受损区人均财政收入高1 641 元，补偿后，二者相差1 141元受损区和受益区人均财政收入水平差距有所减小，一定程度上体现了补偿的公平性，但是二者仍存在相当大的差距。机会成本法补偿后受损区和受益区人均财政收入分别为2 696 元、2 679 元，可以看到补偿后二者人均财政收入基本持平，表面上较能体现补偿的公平性原则，实际上这种方法无法体现出对源头区内为保护生态服务功能付出的巨大人力、物力和财力的鼓励性，不利于提高源头区对流域生态保护的积极性；生态系统服务功能法补偿后，受损区人均财政收入＞受益区人均财政收入，二者相差约为5.3 倍，不但没有缩小二者发展水平差距，反而拉大了二者的差距，明显不合理，在江河源头区生态补偿中，该方法核算的补偿金额过大，并无实际支付意义，可当作一个理论参考值或最大上限值。

表6 安宁河源区生态系统服务功能价值 Table 6 Ecosystem service function value in the headwaters of the Anning river

表7 不同生态补偿方法确定的补偿金额 Table 7 Compensation amount determined by different ecological compensation methods

3 讨 论

生态补偿标准测算方法是建立生态补偿机制的核心与技术难点，生态补偿资金会因测算方法的不同而有较大差别[2]。本研究表明，生态系统服务功能价值法核算金额最大，支付意愿法核算金额最小，二者相差了将近15 倍，这与张乐勤等[7]在秋浦河流域、付意成等[19]在永定河流域研究结果基本一致。环境经济学外部性理论[20]认为，流域生态最佳补偿额是外部经济性行为的全部，即流域生态系统服务价值可作为补偿标准的上限。根据经济人的假设[7]，消费者总是选择较低的补偿标准支付生态补偿金额，所以这种方法可作为补偿的下限值。2 种主体功能法核算金额比较接近，均比机会成本法核算金额稍高，较能符合现阶段生态补偿标准略高于提供生态服务的成本这一原则[19]，既能提高提供流域生态服务的积极性，又能节省财政资金，流域下游受益方也较易接受。按照主体功能法实施生态补偿后，源头区与源头区下游的人均财政收入由差距2.5 倍缩小到1.1 倍，主体功能法在充分考虑了源区下游支付能力的基础上，缩小了二者的经济发展水平差距，补偿后受损区比受益区人均财政收入稍高，既保证了源头区上下游社会经济发展的公平性，又可提高源区内人民和政府对生态环境保护的积极性，有效调整了源头区上、下游的损益关系。

4 结 论

1）本文提出的主体功能法既考虑了源头区上、下游补偿的公平性、补偿主体的可承受能力和补偿客体生态保护的积极性，又反映了不同流域的特征以及人类活动与经济发展阶段对补偿金额的影响，与机会成本法、生态系统服务功能法和条件价值法相比更加科学、合理。

2）结合皮尔曲线和土地利用，提出了2 种确定主体功能和次要功能权重的方法，皮尔曲线法体现了经济发展阶段对环境价值的影响，土地利用占比法体现了人类活动对环境价值的作用，二者各有优点，计算出的金额也比较接近，可根据实际情况选择应用。