區域生態補償均衡定價機制及其理論框架研究

丁振民　姚順波

摘要 首先從土地利用轉移的視角，運用經濟學效用理論構建生態用地-經濟用地的權衡系統，并以此推演出區域生態補償定價機制的理論模型與分析框架;然后，在保證生態系統平衡以及剝離自然因素對生態系統服務間接使用價值的影響之后對現有區域生態補償的均衡定價方式進行修正。研究結果：①以間接使用價值為計算基礎和剔除自然因素對生態環境的破壞可以有效防止區域生態補償定價的高估，并且遵循生態補償的基本原則。②從省級研究區域來看，坡度、坡向等地形因素對單位面積生態系統服務間接使用價值產生非常顯著的正向影響，即坡度越高、越靠近陽坡的地方生態環境水平越高。整體來看，氣溫在5%的生態顯著性上對單位面積生態系統服務間接使用價值產生正向影響，并且暖濕區域氣溫對單位面積生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻大于干旱區域氣溫的邊際貢獻，而降水量對單位面積生態系統服務間接使用價值影響不顯著。③人均生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻為-6.989，即人均生態足跡增加1 hm2，單位面積上的生態系統服務間接使用價值減少6.989元。④2015年生態補償的總金額達到813.496億元，平均每年增加54.179億元，并且支付重心沿著“東北-中部-西北”的V型路徑進行轉移。生態補償區逐漸突破胡煥庸線，社會發展與資源環境處于嚴重失衡的狀態，特別是西北地區由生態受償區變為生態補償區。表明在生態脆弱性和敏感性的作用下，西部地區生態系統的可持續能力與修復能力在不斷惡化。

關鍵詞 區域生態補償;均衡定價;理論框架;土地利用轉移分析框架;生態足跡

中圖分類號 F062.1

文獻標識碼 A文章編號 1002-2104（2019）09-0099-10DOI：10.12062/cpre.20190401

改革開放以來，中國經濟在取得舉世矚目成就的同時，生態環境保護與經濟社會發展之間的矛盾愈演愈烈[1-2]。生態環境問題不僅制約著社會經濟的持續發展，而且加劇了由于生態保護成果不合理分享導致城鄉之間和地區之間發展的不平衡和不協調[3]。探索區域間以地方政府為主導的橫向生態保護補償機制是生態文明建設的重要命題與區域協調發展的制度供給[4-5]，受到各級政府的高度重視以及學者們的廣泛關注。

生態補償定價標準是區域生態補償的核心問題，即如何通過公平合理的制度設計以實現可持續發展的目標。一般來看，目前生態補償標準主要通過機會成本法和生態系統服務價值法進行確定[6]。在微觀層面，雖然以機會成本計算較為簡單、應用比較廣泛，但是由于補償對象異質性及買賣雙方的信息不對稱等問題的存在，導致生態補償的標準往往不能體現公平與效率[7]。在區域層面，大多數研究以生態系統服務價值作為區域生態補償定價標準的依據[8-13]。一些學者按照生態系統服務價值量和污染物治理成本為基礎計算生態經濟剩余價值作為衡量跨區域生態補償的標準[10-11];雖然這種補償定價標準計算簡單方便，但不能滿足生態系統平衡的目標并且導致生態補償標準的高估。考慮到生態系統平衡的條件以及支付能力，多數研究以區域生態系統服務價值量為計算依據，并把承載力系數與以經驗假設為基礎的經濟調節系數當作計算的權重因子以防止生態補償標準的高估[12-13]。雖然以生態系統平衡為目標，但是由于分攤系數選取缺乏理論基礎，在標準制定上存在一定的主觀性[14]。生態補償定價標準過高可以歸因以下兩個方面：一是把生態系統提供的所有價值均計算在內，并未真正把以維護生態系統平衡為目標的間接使用價值進行剝離;二是把所有影響生態系統服務功能的因素都歸結為人類活動，忽略了自然條件以及資源稟賦的初始條件帶來的生態系統的脆弱性，違背了“誰破壞、誰付費”的基本原則。諸多學者對區域生態補償標準進行了積極的探索，但由于缺乏相關理論的支撐，尚未形成對區域生態補償標準合理性的統一認知。

為此，本文首先從土地利用轉移的視角，構建生態用地-經濟用地權衡系統;其次，在保證生態系統平衡的條件下，納入自然因素等控制變量，運用計量模型剝離人類間接使用的生態系統服務消耗系數;最后估算中國各省（區）的生態補償金額以及探索時空格局變化，以期為生態環境治理與區域協調發展提供一個更加合理的參考。

1 理論構建

人類是生態系統的一個組成部分，它們通過改變土地利用的方式、模式、規模和強度來權衡生態系統服務，從而導致其福利的改變[15]。因此，本文運用經濟學效用理論構建生態用地-經濟用地的權衡系統，探索土地利用轉移的一般規律以及在人與自然之間相互作用的機理，并以此推演出區域生態補償定價機制的理論模型與分析框架。

根據土地主體功能劃分標準，水域、林地、草地以及未利用地屬于生態用地建設范圍，而耕地與城鄉建設用地由于具有較多的經濟功能劃分為經濟用地[16]，如圖1所示。在經濟理性基本的假設前提下，若無外部政策干預并且存在外部機會時，土地所有者或者使用者一般會權衡利弊由生態用地轉移到經濟用地以增加產出水平。然而，上級公共權力考慮到經濟活動對可持續發展的負外部性影響，一般會強有力地介入到土地利用轉移的過程中;采取懲罰或者補貼的經濟手段，以引導土地所有者或者使用者由經濟用地向生態用地轉變，以提高生態系統服務供給能力。

土地資源具有稀缺性和有限性，區域土地資源用于經濟用地增加必然減少其成為生態用地的可能性;那么土地主體功能的改變，必然導致土地本身所具有的主要價值類型發生變化。因此，在土地利用轉移分析框架的基礎之上，建立生態用地-經濟用地權衡模型以分析生態用地與經濟用地之間的關系，如圖2（a）所示。假設給定土地所有者或者使用者效用水平為u0，那么其直接效應函數滿足u（x，y）≥u0，其支付的經濟成本e（a，b，u0）=ax+by（式中，x表示經濟用地面積，y表示生態用地;a、b分別為經濟用地和生態用地開發的成本系數，a>0，b>0）。土地所有者或者使用者支出最小化的目標函數為L=ax+by-λ[u（x，y）-u0]，則其支出最小化的均衡條件為a/b=（u/x）/（u/y）=-dy/dx。但是對于土地所有者或者使用者而言很難測算其偏好及其效用函數，為此尋求替代技術來解決，如圖2（b）。生態用地提供給人類最多的是維護生態系統平衡的間接使用價值。而在土地資源稀缺的條件下，經濟用地的增加會必然會擠占生態用地的空間，表現為對自然生態空間的需求，即生態占用（生態足跡）[17]，那么生態足跡（ecological footprint，ef）、間接使用價值（indirect use value，iuv）可以分別表示為經濟用地與生態用地的函數，即ef=τ（x），iuv=ω（y）并且滿足τ/x>0，ω/y>0。則間接使用價值與生態足跡的邊際替代率為diuv/def=-（w/y）/（τ/x）·（a/b）<0（證明：a/b=-dy/dx=

-（diuv/（w/y））/（def/（τ/x））

diuv/def=-

（w/y）/（τ/x）·（a/b），則表明生態系統服務間接使用價值是生態足跡的減函數，增加一個單位的生態足跡導致

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）個單位的生態系統服務間接使用價值的減少。這樣就可以有效地把生態足跡對生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻剝離出來。對于具有經濟理性和生態理性的政府而言，在生態系統平衡的前提條件下是最優的發展選擇，也是區域生態補償的核心原則。所以，單個區域達到生態系統平衡時需要支付（接受）的生態補償即為

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）·（ef-ec），即生態足跡的邊際貢獻乘以生態赤字（盈余）。

2 模型建立與數據來源

2.1 模型建立

2.1.1 生態系統服務間接使用價值的計算

生態系統服務是指通過生態系統的結構、過程和功能直接或間接提供的生命支持產品和服務，包括人類生活所必需的生態產品和保證人類生活質量的生態服務[18]。生態補償的目的并不是為人們提供更多的生態產品，而是使生態系統為人類提供更多的生態系統服務即生態系統的調節服務與支持服務。Costanza[18]按照生態系統服務能否在市場中進行直接交易分為市場價值與非市場價值;生態系統服務的市場價值可以在市場交易轉化為貨幣，這部分價值具有私人產品的價值屬性可以通過市場進行彌補，不屬于公共物品的范疇;在生態補償量的確定中僅需對非市場價值部分進行彌補就可以[19]。但非市場價值中的文化娛樂價值是否應該作為生態補償的基礎還存在一些爭議。嚴格意義上來講，文化娛樂價值可以通過產權安排進行私有化的辦法按照市場交易機制進行供給。在某種程度上文化服務還難以成為純公共物品或者服務，比如開辟收費的旅游景區等環境公共物品。區域生態補償的目的是為了可持續發展，其必要的前提是保持生態系統的完整性，而生態系統的完整性更依賴于生態系統的調節服務與支持服務功能。調節服務與支持服務功能是人類生存的必要條件，也是供給和文化服務功能產生的基礎。所以本文建議以生態系統服務間接使用價值作為區域生態補償的基礎。本文以“中國陸地生態系統單位面積生態系統服務價值當量”為標準[20]，基于中國1990—2015年平均糧食產量水平對陸地單位面積生態系統服務價值當量進行系數修正，確定其單個生態當量的價值為1 611.733元/hm2（2015年的價格）;然后計算單位面積中國陸地生態系統服務的間接使用價值（相似地類合并的具體處理方式見文獻[21]）;城鄉建設用地的價值當量系數參考Costanza等[18]的研究成果，如表1。

考慮到生態系統服務的間接使用價值在不同區域上缺乏可比性，本文采用區域單位面積生態系統服務所提供的間接使用價值作為生態環境質量的指標：

iuvi=（∑zij×vcij）/si ????????????????????????????????????? （1）

式中，iuvi為區域i單位面積生態系統服務所提供的間接使用價值;zij是區域i第j種土地利用類型的面積，vcij是區域i調整后的第j種土地利用類型的間接使用價值系數，si為區域i的總面積。

2.1.2 能值生態足跡的測算

生態足跡核算方式的差異導致生態補償主體分攤成本合理性存在爭議。在生態補償中比較具有爭議的地方在于生物足跡的核算，按照Wackernagel[22]定義的消費性生態足跡計算生態補償會造成生物質產品生產較少而生物質產品消費較多的地區的生態補償標準虛高，同時造成生產生物質產品較多而消費較少的區域的生態補償標準較低。當存在生物質資源赤字時，區域生物質資源的消費量來自于本區域生產以及進口兩個方面。本區域已經對進口所獲得的生物質產品進行付費，彌補了出口區生物質資源的生產成本或者環境損耗，無須在生態補償中再次計算。另外，進口獲得的生物質資源并不會對本區域的生態環境造成占用，所以無須將其計入生態補償。當本區域生物質資源存在盈余時，部分生物質資源存在出口到其他區域或者留存以備未來消費兩種處理方式。無論是出口的生物質資源還是留存的生物質資源均占用了本區域核算期間的生態環境資源，均應計入當期的生態補償中。所以，袁歡等[23]建議以生態足跡為基礎計算生態補償金額時應以生產性而非消費性生態足跡對生物質產品進行核算。本文生物性資源與能源類消費資源分別按照生產性生態足跡和消費性生態足跡進行核算。根據中國實際的生產情況，本文選取的生物性資源生產性項目主要包括農產品（谷物、豆類、薯類、油料、麻類、甘蔗、甜菜、煙葉以及蔬菜9項）、水產品（共計1項）、林產品（茶葉、香蕉、蘋果、柑橘、梨、葡萄以及木材7項）、草產品（牛肉、羊肉、牛奶以及禽蛋4項）;能源消費項目主要包括煤炭、原油、天然氣、汽油、柴油以及電力。

能值生態足跡可以充分考慮到物質循環與能量流動兩方面的因素，利用能值轉換率統一將所有的自然資源轉化為太陽能值，以克服均衡因子、產量因子以及全球平均生產力等存在區域和時間差異的問題[24]。在能值生態承載力的計算中只考慮了太陽能、風能、雨水化學能、雨水勢能和地球旋轉能等5種可更新資源。由于太陽能、風能、雨水化學能、雨水勢能具有同一性質，為了避免重復計算，在太陽能所轉化的四種能量當中選取最大的某一類能值與地球轉動能之和作為區域可更新資源的太陽能值。

需求模型：人均生態足跡核算

efi=∑aik=0.88×∑（cik/pi） ????????????????? ?????????????（2）

efi為區域i人均生態足跡，aik為區域i人均第k類能源的面積，cik第k類能源的人均能值，pi是區域平均能值密度;根據世界環境與發展委員會的報告，常數0.88表示用以扣除12%的生物多樣性用地的修正系數。

供給模型：人均生態承載力模型

eci=e/pg ??????????????????????????????????????????????? （3）

eci為人均生態承載力，e為可更新資源的人均能值;pg是全球平均能值密度，根據Odum等[26]計算全球平均能值密度為3.104×1014 sej/hm2 。

2.1.3 虛擬變量最小二乘法（LSDV）

通過建立計量模型來剝離生態足跡與自然因素與對生態系統服務間接使用價值的影響。LSDV法可以得到固定效應并且還可以觀測到不隨時間變化的變量，依然可以得到聚類穩健的標準誤、解決異方差以及遺漏變量帶來的模型估計問題[26]。因此，通過LSDV法探討生態足跡對生態系統服務間接使用價值的影響。由于主要目的是把生態足跡與自然因素對生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻進行有效的剝離，在此選取降水量、氣溫、坡度以及坡向等自然因素作為控制變量[27-28]。

iuv=β1ef+β2rain+β3temp+β4slop+β5aspect+

∑id+ε ???????? （4）

iuv為單位面積生態系統服務所提供的間接使用價值，ef為人均生態足跡;rain為年均降水量，temp年均氣溫，slop平均坡度，aspect為接近正南方的程度;id為個體虛擬變量，ε為隨機干擾項; β1、β2、β3、β4以及β5為模型估計系數。

2.1.4 區域生態補償金額測算

根據理論分析，區域生態補償金額的計算公式為：

pesi=β1（efi-eci）×si ?????????????????????????????????????? （5）

pesi表示區域i的生態補償金額，eci為區域i的生態承載力，efi為區域i的人均生態足跡，β1為人類活動消費生態系統服務價值的消耗系數，si為區域面積。

2.2 數據來源

本文的基礎數據主要分為兩部分。①生態系統服務間接使用價值。生態系統服務間接使用價值的計算主要使用中國科學院資源環境科學數據中心（http：//www.resdc.cn/）在1∶10萬比例尺土地利用現狀遙感監測數據基礎上通過矢量數據柵格化生成的1990—2015年每隔5年的1 km柵格數據;該土地利用數據一級類型綜合評價精度達到94.3%以上，二級類型分類綜合精度達91.2%以上，滿足1∶10萬比例尺用戶制圖精度[29]。②生態足跡與生態承載力。能值生態足跡計算基礎數據主要來源于《中國統計年鑒》《中國能源統計年鑒》《中國林業統計年鑒》以及國家統計局網站（http：//www.stats.gov.cn/）;計算承載力使用的氣溫、降水、海拔、區域面積等數據來源于中國科學院資源環境科學數據中心（http：//www.resdc.cn/）。另外，能值轉換系數、能值轉換率以及五種可再生能源計算方法與參數來源于藍盛芳[30]、張耀輝[30]以及王志杰[31]等的整理結果。由于西藏及港澳臺地區數據缺失太多，在此不納入計算范圍;1997年以前重慶還未成為直轄市，歸屬于四川管理，所以重慶1990、1995年兩期缺失的人均生態足跡與人均生態承載力均以四川計算的數值進行代替。回歸模型中的變量主要依賴于基礎數據進行計算，各指標設計方法及其描述性統計結果詳見表2。

3 數據結果

3.1 單位面積生態價值與人均生態足跡之間的趨勢關系圖

從時間上看（如圖3），1990—2015年中國人均生態足跡水平為9.362 hm2，人均生態足跡從1990年的4.995 hm2上升到2015年的18.193 hm2，期間總體提升了264.22%;25年以來平均每年人均生態足跡上升了10.56%，這與中國的實際GPD的平均增長速度9.316%（根據國家每年公布的經濟增長率進行平均化處理）是比較吻合的。單位面積生態系統服務間接使用價值從1990年的17 564.656 元下降到17 460.021元，期間總體下降了0.6%，平均每年的0.024%。單位面積生態系統服務間接使用價值與人均生態足跡在5%的顯著性水平上呈現顯著的負相關，并且相關系數達到-0.869。單位面積生態系統服務間接使用價值整體上呈現下降的趨勢，并在1995年出現最大值拐點。而人均生態足跡整體出現上升的趨勢，并且在1995年出現最小值的拐點。

從空間上來看（如圖4），隨著人均生態足跡的增加，單位面積生態系統服務間接使用價值在不斷減少，但是存在明顯的空間差異。在不考慮時間趨勢并且忽略自然因素，利用最小二乘法對生態足跡的邊際貢獻以及貢獻程度進行粗略估計;該模型的擬合優度僅為28.72%，表明還有其他因素是造成單位面積生態系統服務間接使用價值空間差異的主要原因。

根據人均生態足跡與單位面積生態系統服務間接使用價值的匹配程度，以人均生態足跡與單位面積生態系統服務間接使用價值分別代表發展維度與生態維度，以其平均值劃分為四個區域，分別為“協調型”“潛力型”“受限型”以及“失衡型”四個區域。黑龍江、北京、遼寧、江蘇和天津屬于單位面積生態系統服務間接使用價值存量高、人均

生態占用空間比較大的協調型區域;四川、廣西、廣東、江西、海南、福建、浙江、湖南、湖北、貴州和云南等南方省份屬于單位面積生態系統服務間接使用價值存量高、人均生態占用空間較小的發展潛力型;重慶、陜西、青海以及甘肅屬于單位面積生態系統服務間接使用價值存量低并且人均生態占用空間小的發展受限型;安徽、河北、河南、新疆、遼寧、內蒙古和上海等省份屬于生態系統服務間接使用價值存量較低、人均生態占用空間大的失衡型，犧牲較高的生態環境得到較多的生產空間。

3.2 生態足跡對生態價值邊際貢獻的剝離

由于自然因素以及不可觀測因素對單位面積生態系統服務間接使用價值與人均生態足跡真實函數的關系存在干擾;另外，在中國大尺度范圍內，由于省級區域氣候、地理因素在空間尺度上存在較大的差異，帶來模型估計上產生的異方差問題，影響模型估計系數，使用聚類穩健的標準誤是比較合適。為此，首先在控制不可觀測的因素的條件下，運用具有穩健聚類標準誤性質的LSDV法考察自然因素對生態系統服務間接使用價值的影響，如模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）。然后在模型（Ⅰ）的基礎之上，運用計量模型剝離出人均生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值邊際貢獻程度，即人類活動對生態環境的消耗系數，如模型（Ⅳ）。回歸結果如表3所示。

從模型有效性來看，回歸模型中的擬合優度均在99.6%以上;相比一元線性回歸模型，使用穩健聚類回歸可以很好地消除異方差對模型估計的影響，保證回歸系數的有效性。

（1）自然因素對單位面積生態系統服務間接使用價值的影響，如模型（Ⅰ）。從自然因素來看，坡度對單位面積生態系統服務間接使用價值具有正向的顯著影響，即坡度越高、單位面積生態系統服務間接使用價值越大。坡度越高的地方人類活動越少，因此在坡度較高的地方受到人類的經濟生產活動的影響就會越小，從而生態環境水平就相對越高[34]。其次，坡向對單位面積生態系統服務間接使用價值具有顯著的正向影響，平均坡向越靠近正南方的省級區域，其單位面積生態系統服務間接使用價值也就越高;總體來看，中國大部分位于北回歸線以北，并且受東南季風影響較大，南坡的水熱基礎條件較好，有利于植被的生長，所以平均坡向越靠近正南方的省份，其生態環境質量也就越高[35]。

在研究區域內，平均氣溫在5%的顯著性水平上對單位面積生態系統服務間接使用價值具有正向的影響。橫向來看，平均氣溫越高的地區都是緯度較低，光照比較充足的省份，有利于植物的光合作用和生長;從縱向來看，吳喜芳等[32]運用長時間數據分析黃河源區氣溫與植被之間的關系也得到了類似的結果。另外，水熱條件是影響植被覆蓋的重要條件，水熱組合差異可能造成南北方氣溫對單位面積生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻存在差異。氣溫邊際貢獻較高的區域彌補了邊際貢獻較低的區域，使得估計系數變得更顯著。為此，以半濕潤地區和半干旱地區400 mm等降水線為分界點，進行分樣本估計。在降水小于400 mm時，氣溫對單位面積生態系統服務間接使用價值影響不顯著，如模型（Ⅱ）;而在模型（Ⅲ）中，降水大于等于400 mm時，氣溫對單位面積生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻無論是估計系數還是顯著性都明顯高于模型（Ⅰ）全樣本得到的結果，由此可以證明上述的猜想。

值得注意的是在模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）中平均降水量對單位面積生態系統服務間接使用價值的影響不顯著，這與我們的直覺相悖離。在現實中，更多地考慮不同地區降水量之間的差異導致生態環境的存量不同，屬于統計推斷層面，但并未考慮區域降水的增減變化（時間維度）對生態環境的影響。統計推斷往往難以找到真實因果關系以及估計合理的模型參數。面板回歸既可以考慮個體差異，又能體現時間趨勢可以很好地反映變量之間的真實因果關系，如圖5（a），降水的增加對單位面積生態系統服務間接使用價值的提升不具有顯著的影響。比較很好理解的是，各地區年際降水量變化量不大，而單位面積生態系統服務間接使用價值卻存在降低的趨勢，所以降水量不是造成單位面積生態系統服務間接使用價值變化的真實原因。LSDV模型可以取得與固定效應面板模型一樣的效果。而最小二乘法只適用于截面數據，作個體間的比較，而忽略個體時間趨勢，造成偽回歸的現象，如圖5（b）。降水對單位面積生態系統服務間接使用價值具有顯著正向影響，并且貢獻率達到50.47%。雖然從真實的因果關系來看，降水量對單位面積生態系統服務間接使用價值不具有顯著影響，但是不能忽視降水量對生態環境存量的基礎性作用。

（2）在控制自然因素以及不可觀測因素的條件下，生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值具有顯著的負向影響。人均生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值的消耗系數為6.989，即平均每個人增加1 hm2的生產性空間面積，平均1 hm2土地上的生態系統服務間接使用價值下降6.986元。

3.3 生態補償的空間分異及其變化趨勢

通過計量模型（Ⅳ）剝離出生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值的消耗系數，利用公式（5）測算每年各省區的生態補償金額，如表4。

從時間上來看，中國省級生態補償區域越來越多，而省級生態受償區域逐步減少，并且由低生態補償區向高生態補償區演化的概率越來越大。從1990—2015年，中國省級受償區減少了5個，分別是新疆、內蒙古、甘肅，重慶以及貴州;受償區減少面積合計344.35萬km2，占研究區域面積的41.76%（由于西藏和臺灣數據缺失，在此不納入研究范圍），平均每年減少13.774萬km2。其次，生態補償支付的金額越來越多，2015年生態補償的總金額達到813.496億元，平均每年增加54.179億元。

這些說明，近25年以來中國經濟社會的發展對環境與資源的索取程度日久愈深，導致自然生態修復能力的弱化以及生態系統的失衡。從局部來看，1995、2010年中國東部地區出現了大面積的省級受償區，這與當時的經濟與自然背景是分不開的。1995年南方沿海省份的平均名義GDP增長率比1994年降低了9.34個百分點，經濟的下滑導致東南沿海省份由生態補償區變成生態受償區;1992—2003年在社會主義市場經濟逐步確立的過程中，東北地區由于體制的拖累和相應的結構轉換滯后，經濟進入滯后增長期，在全國的經濟地位也開始大幅度下降;2003年以后東北地區實施東北老工業基地振興戰略，使得東北經濟有所恢復，但同時也加劇了對自然資源的索取程度與速度[33]。中國位于東亞季風區，降水主要依賴于季風輸送，2010年全年降雨量比常年偏多11.1%，是1961年以來的最大值[34]。東部沿海地區的生態承載力主要由雨水化勢能與地球旋轉能構成，降雨量的增加使得生態承載力得到提高，東部大部分沿海省份由生態補償區過渡到生態受償區。

從空間上來看，中國省級生態補償區域由中東部省份逐步蔓延到西北內陸地區，而省級生態受償區由西部地區逐漸縮小到青海、四川、云南三省。經計算，生態補償支付金額重心點沿著“東北-中部-西北”的“V”型方向移動，并且多數省份需要支付的生態補償金額總體呈上升的態勢。從胡煥庸線兩側來看，1990—1995年生態補償區與受償區大致分別按照該線兩側分布。東側生態補償區主要以平原丘陵為主，人口密集，經濟生產需求空間較大;而西部生態受償區地形復雜，人口比較稀少，經濟生產活動相對比較貧乏。但從2000年以來，生態補償區開始突破胡煥庸線，逐步向西側轉移。西部大開發以來，由于歷史和自然原因，雖然西部地區生態環境局部改善，但整體惡化的趨勢并沒有得到完全扭轉。隨著工業化進程的加快，西部地區的環境壓力將不斷加大，特別是常年氣候干旱、水土流失比較嚴重的西北內陸地區[35]。比較值得關注的是內蒙古自治區由原來的高生態受償區演化為高生態補償區，并且2015年的生態補償金額達到319.045億元，占總補償金額的39.219%。據統計，2002—2010年內蒙古自治區連續9年經濟增長速度位居全國第一，并且產業結構較為單一，主要集中在農牧業與煤炭能源產業，并且科技和教育水平落后，資源利用效率較低[36]。內蒙古前期掠奪式的自然資源開發造成生態修復能力的弱化與生態系統的失衡，致使后勁經濟發展能力不足。在供給側改革的大環境下，2015年內蒙古GDP經濟增長速度僅為7.7%，全國排名倒數第八位。據統計自2000年西部大開發以來，西部GDP名義增長率達到15.65%，分別高于東部地區、中部地區1.58、1.08個百分點（根據國家統計局發布的信息計算）。按照目前的經濟發展速度來看，在西部地區實施重大生態保護與修復工程，構建生態屏障以調節人類經濟生產活動對生態系統的破壞刻不容緩。

4 結論與討論

本文首先從土地利用轉移的視角，運用經濟學效用理論構建生態用地-經濟用地的權衡系統，并以此推演出區域生態補償定價機制的理論模型與分析框架。在保證生態系統平衡以及剝離自然因素對單位面積生態系統服務間接使用價值的影響之后對現有的區域生態補償均衡定價方式進行修正。研究發現：①以間接使用價值為計算基礎和剔除自然因素對生態環境的破壞，可以有效防止生態補償定價標準的高估，并且遵循了“誰破壞、誰付費;誰保護，誰受益”生態補償定價的基本原則。②從省級研究區域來看，坡度、坡向等地形因素對單位面積生態系統服務間接使用價值產生非常顯著的正向影響。即坡度越高、越靠近陽坡的地方單位面積生態系統服務間接使用價值越高。整體來看，氣溫在5%的顯著性水平上對單位面積生態系統服務間接使用價值具有正向影響，并且暖濕區域氣溫對單位面積生態系統服務間接使用價值的邊際貢獻大于干旱區域氣溫的邊際貢獻，而降水量對其影響不顯著。③人均生態足跡對單位面積生態系統服務間接使用價值的消耗系數為6.989，即人均生態足跡增加1 hm2，單位面積上的生態系統服務間接使用價值減少6.989元。④2015年生態補償的總金額達到813.496億元，平均每年增加54.179億元。1990年以來中國經濟社會的發展對環境與資源的索取程度日久愈深，導致自然生態修復能力弱化以及生態系統失衡，1990—2015年中國的生態補償省級區和生態補償支付金額不斷增加，并且支付重心沿著“東北-中部-西北”的V型路徑進行轉移。生態補償區逐漸突破胡煥庸線，社會發展與資源環境處于嚴重失衡的狀態，特別是西北地區由生態受償區變為生態補償區，在生態脆弱性和敏感性的作用下，生態系統的可持續能力與修復能力在不斷惡化。

本文從土地利用視角構建區域生態補償的定價模型與理論分析框架，在剝離自然因素之后，利用生態足跡的邊際貢獻對區域生態補償的計算標準進行了修正，但依然存在以下不足：自然因素導致生態價值損失的那部分應該由誰買單？又如何定價？其次，區域政府間如何設計具體化的區域生態補償制度或者交易平臺以實現綠色發展的目標。這些都是下一步研究的重點內容。

（編輯：李 琪）

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Research on the equilibrium pricing mechanism and theoretical framework

of regional ecological compensation

DING Zhen-min1，2 YAO Shun-bo1，2

（1.College of Economics and Management， Northwest A&F University， Yangling Shaanxi 712100， China;

2.Centre for Resource Economic and Environmental Management， Northwest A&F University，

Yangling Shaanxi 712100， China）

Abstract Pricing mechanism and analysis framework of regional ecological compensation were promoted based on trade-off system of ecological land and economic land according to utility theory from the perspective of land use transfer for correcting the regional ecological compensation at the condition of balance of the ecosystem and eliminating impact of natural factors on ecological value. The results shows as follows： ①Appling indirect using value and eliminating impact of natural factors can effectively prevent overestimation and observe the basic principles of ecological compensation. ②Slope and aspect have very positive significantly effect on indirect use of ecosystem services perunit area; namely the steeper slop and the more closer to the sunny slope， the more abundant indirect use value of ecosystem services per unit area is. The temperature has a positive effect on the indirect use value of ecosystem services per unit area at the significant level of 5%， and the marginal effect of temperature in the warm and humid region is greater than that in the arid area， while the rainfall has or significance. ③The marginal effect of ecological footprint is -6.989， which means that the ecological footprint per capita is increased by 1 hm2， and the indirect use value of ecosystem services per unit area is reduced by 6.989 RMB. ④The total amount of ecological compensation in 2015 reached 81.349 6 billion RMB and average annual increase of 5.417 9 billion RMB， and the gravity center of payment transferred along ‘V shaped path of ‘northeast-central-northwest. The ecological compensation areas gradually broke through the ‘Hu Huanyong line， which indicates that the social development and resources environment were serious imbalanced， especially in the northwest region from the ecological output areas to the ecological import areas. It shows that under the interaction of ecological vulnerability and sensitivity， the sustainability and restoration ability of ecosystems are deteriorating in the western region.

Key words ecological compensation; equilibrium pricing; theoretical framework; land use transtion analysis framework; ecological footprint