江河源頭區生態補償標準測算方法研究

劉軍政，白紹斌，張新華，范習超，黃火鍵，趙鐘楠

（1.中國農業科學院 農田灌溉研究所，河南 新鄉 453002； 2.農業部節水灌溉工程重點實驗室，河南 新鄉 453002；3.四川省水利廳，成都 610017；4.四川大學 水力學及山區河流開發保護國家

重點實驗室，成都 610065；5.水利部水利水電規劃設計總院，北京 100011）

0 引 言

【研究意義】江河源頭區是江、河水系發源區域，具有獨特的生態、經濟和社會功能，在我國經濟社會發展中具有十分重要的地位和作用。長期以來，人們受傳統經濟理念的影響，往往忽視江河源區生態系統服務功能價值的存在，對于江河源區生態環境保護做出的犧牲缺乏補償激勵機制，這直接導致“靠山吃山”的現象。為有效解決江河源頭區水資源和生態保護與經濟協調發展的問題，建立源頭區上下游的補償機制非常重要。其中，補償標準測算是生態補償機制建立的核心和技術關鍵，它關系到補多少才能既反映源頭區生態服務的價值及其成本與收益，又能被上下游補償雙方接受，實現整個流域生態功能的恢復或改善。【研究進展】由于生態補償對象的多樣性以及范圍的不確定性等原因，目前在學術界并沒有形成公認的生態補償標準測算方法。目前，常用的流域生態補償方法可以分為2 種類型，一是污染賠償型[1-3]，包括水質濃度超標倍數法、污染物通量超標總量法等[4-6]。水質賠償方法在我國應用最為廣泛，比較適合上、下游經濟發展差距不大、水質污染嚴重的河流。江河源頭區一般處于偏遠山區，經濟發展相對落后，上、下游經濟發展差距較大，源頭區內的河流多為一級保護區，一般來說水質較好，水質賠償法在源頭區內顯然不適用；二是保護補償型[7-9]，應用最為廣泛的為生態系統服務功能價值法、條件價值評估法和機會成本法[10-12]。源頭區（生態系統服務的提供者）向源頭區下游（生態系統服務的接受者）提供了優質的生態系統服務，補償時需要考慮源頭區水源保護活動帶來的正負外部性價值。衡量公共資源外部性價值最廣泛的方法是生態系統服務功能價值法。1997 年，Costanza[12]首次估算了全球生態系統服務功能的價值，隨后我國學者謝高地[13]評估了青藏高原的生態服務功能價值，并給出了我國各生態系統類型的當量因子表。【切入點】然而，將生態系統服務功能價值直接當作生態補償資金，往往金額過大，不具有實際支付意義。因此，茲通過引入考慮了社會經濟發展階段的皮爾曲線，以及考慮了人類作用的土地利用對源頭區內生態系統主體功能價值和次要功能價值賦予不同的權重。【擬解決的關鍵問題】提出適用于江河源頭區的生態補償主體功能法。

1 材料與方法

1.1 主體功能法原理

基于生態環境價值理論、公共產品理論、外部性理論，認為江河源頭區生態系統的價值表現為人們對生態需求的滿足，特別是隨著經濟社會的發展水平和人民生活水平的不斷提高，人們對江河源頭區功能要求越來越高，江河源頭區生態系統的價值會越來越大，補償資金也應越來越高。

根據主體功能和次要功能在權重計算方法上（皮爾曲線法、土地利用占比法）的不同，補償資金計算公式分為以下2 種形式：

主體功能法1（皮爾曲線確定權重）：

式中：P 為生態補償金額（元）；P1為主體功能價值（元）；Pi為第i 種次要功能價值（元）；θ1為主體功能價值權重，取為1，這表明在資金有限的條件下優先保護源頭區的主體功能；θ2為次要功能價值權重。

主體功能法2（土地利用占比確定權重）：

式中：P 為生態補償金額（元）；θi為各土地類型面積占比；Pi為各土地類型生態服務功能價值（元）；n 該區域土地利用類型總數。

1.2 生態系統服務功能價值量化方法

根據生態經濟學、環境經濟學和資源經濟學的研究成果以及市場信息的完全與否，生態系統服務功能的經濟價值量化方法可分為3 類：一是直接市場法，主要包括市場定價法、生產率變動法、人力資本法等；二是替代市場法。包括影子工程法、旅行費用法、享樂價值法等；三是模擬市場價值法，包括條件價值評估法（也稱為支付意愿調查法）、專家評估法等。江河源頭區功能類型豐富（主要為物質生產、水供應、均化洪水、大氣調節、水土保持、生物多樣性和休閑文化等），其多功能性決定了它的多價值性。由于每種功能經濟價值量化方法都有最佳的使用條件和使用范圍，所以江河源區生態系統功能價值評估需根據自身特征采用不同的量化方法。江河源頭區每種生態系統服務功能的經濟價值可參考表1 所列方法進行量化。在此說明，水源涵養功能具體表現為林地汛期的均化洪水能力和枯水期的補水能力，由于均化洪水與補水價值核算方法不同，故分開計算。

表1 生態系統服務功能價值量化方法 Table1 Methods for quantifying ecosystem service function value

1.3 主體功能與次要功能價值權重的確定

1.3.1 皮爾曲線法

隨著社會和經濟的發展，人們對次要功能越來越重視，環境資源的價值越來越大。所以可根據經濟發展階段確定次要功能價值權重，而主體功能價值權重不用確定。皮爾生長曲線由美國生物學家R.Pearl 教授提出，它能夠較好地描述發展階段對生態價值影響的特征[14]，數學表達式為：

式中：l 為社會發展階段指數，表示對次要功能價值的認知，可作為它的權重，即θ2=l，l∈（0，1）；取a=2，b=1；L 為l 的最大值，即極富階段的支付意愿；e 為自然對數的底；t 為時間。

社會經濟發展階段可用恩格爾系數來衡量，恩格爾系數越小，經濟發展水平越高，反之，經濟發展水平越低。根據世界糧食組織（WFO）的規定，一般可將發展階段分為貧困、溫飽、小康、富裕、極富等5個階段，所對應的恩格爾系數詳見表2。

可以將恩格爾系數的倒數作為時間的函數，即T=1/E。由于極富階段（T＞5）是一個范圍，所以需對T 和t 做一些必要的變換，可設T=t+4，使得在達到極富階段的基礎上，再發展一段時間，次要功能權重系數才可能為1。最終可得皮爾曲線與恩格爾系數的關系（見表3 和圖1）。顯然，確定了某個區域的恩格爾系數后，就可根據圖1 確定次要功能的權重，進而確定主體功能的權重。

從圖1 可以看到，當時間t=-∞時，l=0，表示社會極不發展階段時，次要功能價值支付意愿最小；當t=＋∞時，l=1，表示社會高度發展時，支付意愿最大。

表2 恩格爾系數對應的社會發展階段 Table 2 The stage of social development corresponding to the Engel coefficient

表3 恩格爾系數對應的時間 Table 3 Time corresponding to Engel's coefficient

圖1 發展階段指數與時間的對應關系 Fig.1 The relationship between social development stage index and time

1.3.2 土地利用占比法

土地利用反映了人類活動對自然環境的作用，其顯著地影響著區域的生態系統功能[15-17]，主要土地利用類型決定了其主體功能類型。所以，本文提出另一種確定主體功能價值和次要功能價值權重的方法：將各類型土地利用占比作為其功能價值的權重。該方法根據土地利用占比來判斷主體功能與次要功能，利用其占比對每種土地利用類型的功能價值進行重要性排序，即土地利用占比最大者的功能為主體功能，土地利用占比最小者的功能為最次要的功能。這種方法可以很好地反映出每種土地利用類型功能價值的重要性。除了主體功能之外，雖然其他都為次要功能，但是由于每種土地利用類型的占比不同，不同次要功能價值的權重也隨著變化，比采用一個固定值更為科學合理。

1.4 典型研究流域概況

安寧河全長337 km，是雅礱江下游左岸最大支流。安寧河流域地處四川省西南部，流經涼山州的冕寧、西昌、德昌3 個縣市，于攀枝花米易縣匯入雅礱江，流域面積約11 150 km2，流域總人口160 萬。

安寧河發源于涼山州冕寧縣，源頭區地處青藏高原東緣，屬橫斷山脈北東段牦牛山區，地貌以山地為主，所處位置海拔高，人口密度低，因此其生態系統一旦遭到破壞就很難恢復，屬于生態系統重度脆弱性地區。源區涉及石棉、九龍、冕寧、越西4 縣，各縣面積分別為2 667.7、6 741.1、4 387.8、2 252 km2，所屬源頭區土地面積分別為6.6、0.7、795、1.4 km2，分別占各縣總土地面積的0.25%、0.009%、18.1%、0.06%，本研究中，安寧河源頭區的所有資源數據均按此比例進行各縣相關數據的分配。4 個行政區均屬于四川省國家扶貧開發工作重點縣、艱苦邊遠縣、“四大片區”貧困縣。經濟發展水平與安寧河中下游地區存在明顯差距。源頭區的政府和人民，在保護區域生態安全和資源安全、促進區域間可持續發展以及實現上下游生態和經濟雙贏等各方面做出了艱苦的努力和犧牲。以冕寧縣為例，全縣截至2011 年，累計完成退耕還林工程5 667 hm2，營造生態林5 513 hm2，約占97%，荒山配套造林和封山育林5 333 hm2，全部為生態林，工程涉及全縣37 個鄉鎮，179 個村，704 個村民小組，31 457 戶，127 659 人。

圖2 安寧河流域 Fig. 2 Anning river basin

2 結果與分析

2.1 典型研究流域源頭區生態系統服務功能識別及主體功能確定

根據安江河源頭區的土地利用識別源頭區的生態系統服務功能。基于中國科學院資源環境科學數據中心得到了安寧河源區2017 年土地利用，具體情況見表4 和圖3 所示。

圖3 安寧河源頭區土地利用類型分布 Fig. 3 Distribution of Land Use Types in Source Region of Anning River

由表4 可知，城鎮和未利用土地占比較少，由于其生態系統服務功能價值均不明顯，因此本研究對二者在功能價值經濟量化中不予考慮。根據安寧河源頭區土地利用現狀，可將安寧河源區生態系統主要分為四類，包括林地生態系統、草地生態系統、農田生態系統（水田、旱地）、水域生態系統。土地利用占比確定權重時，各權重之和需等于1，所以對林地、草地、水田、旱地、水域的占比進行適當調整，調整后的結果以及每種土地利用類型包含的功能（▲、○表示）見表5。

表4 安寧河源區土地利用占比情況 Table 4 Land use ratio in the region of Anning river

表5 安寧河源區生態服務功能類型 Table 5 Types of ecological service functions in the headwaters of the Anning river

結合全國生態功能區劃可以確定該區域的主體功能為水源涵養功能，具體表現為林地和草地汛期的均化洪水能力和枯水季節的補水能力（○所示）。所以在用式（1）進行計算時，主體功能價值為林地和草地的均化洪水和補水價值之和，除了這2 項功能價值之外的都為次要功能價值。

2.2 典型研究流域主體功能與次要功能權重及價值確定

根據2017 年的四川省統計年鑒，取該流域的恩格爾系數為34%，通過圖1（皮爾曲線法）可確定θ2=l=0.2。每種生態系統服務功能的經濟價值參考表1 所列方法進行量化，根據付意成等[3]、COSTANZA等[12]、謝高地等[13]研究成果綜合選取量化所需的參數。安寧河源頭區生態系統服務功能價值核算的具體金額情況見表6。

2.3 主體功能法核算結果與分析

主體功能法是在生態服務功能價值上進行核算補償標準的，源頭區水生態服務既作用于源頭區，又作用于下游地區，所以需要將源頭區水源保護的邊際效益進行分攤，根據史淑娟等[18]研究，確定源頭區的分攤比例為0.2，源區下游分攤比例為0.8。表7 為不同生態補償方法確定的補償金額，以及補償前后受益區（源頭區下游）、受損區（源頭區）人均財政收入對比情況。在此說明，補償后受益區人均財政收入=補償前受益區人均財政收入-受益區人均支付；補償后受損區人均財政收入=補償前受損區人均財政收入+受損區人均補償獲得。

由表7 可知，不同生態補償方法核算的補償金額大小關系為：生態系統服務功能法（23.15 億）＞主體功能法1（5.89 億）＞主體功能法2（5.68 億）＞機會成本法（4.93 億）＞條件價值法（1.52 億）。生態系統服務功能價值法核算金額最大，比核算金額最小的條件價值法大了約15 倍，二者核算金額過大或過小，在實際的補償中都不易被補償的雙方接受；2種主體功能法核算的金額比較接近，約為機會成本法的1.15 倍。補償前，受益區人均財政收入為3 048 元，受損區人均財政收入為1 407 元，相差約為2.5 倍，二者的社會經濟發展水平相差較大。主體功能法補償后，受益區每月人均需支付34～35 元左右，受損區人均財政收入＞受益區人均財政收入，二者相差約1.1倍左右，可以看到，縮小了二者的經濟發展水平差距；條件價值法補償前，受益區人均財政收入比受損區人均財政收入高1 641 元，補償后，二者相差1 141元受損區和受益區人均財政收入水平差距有所減小，一定程度上體現了補償的公平性，但是二者仍存在相當大的差距。機會成本法補償后受損區和受益區人均財政收入分別為2 696 元、2 679 元，可以看到補償后二者人均財政收入基本持平，表面上較能體現補償的公平性原則，實際上這種方法無法體現出對源頭區內為保護生態服務功能付出的巨大人力、物力和財力的鼓勵性，不利于提高源頭區對流域生態保護的積極性；生態系統服務功能法補償后，受損區人均財政收入＞受益區人均財政收入，二者相差約為5.3 倍，不但沒有縮小二者發展水平差距，反而拉大了二者的差距，明顯不合理，在江河源頭區生態補償中，該方法核算的補償金額過大，并無實際支付意義，可當作一個理論參考值或最大上限值。

表6 安寧河源區生態系統服務功能價值 Table 6 Ecosystem service function value in the headwaters of the Anning river

表7 不同生態補償方法確定的補償金額 Table 7 Compensation amount determined by different ecological compensation methods

3 討 論

生態補償標準測算方法是建立生態補償機制的核心與技術難點，生態補償資金會因測算方法的不同而有較大差別[2]。本研究表明，生態系統服務功能價值法核算金額最大，支付意愿法核算金額最小，二者相差了將近15 倍，這與張樂勤等[7]在秋浦河流域、付意成等[19]在永定河流域研究結果基本一致。環境經濟學外部性理論[20]認為，流域生態最佳補償額是外部經濟性行為的全部，即流域生態系統服務價值可作為補償標準的上限。根據經濟人的假設[7]，消費者總是選擇較低的補償標準支付生態補償金額，所以這種方法可作為補償的下限值。2 種主體功能法核算金額比較接近，均比機會成本法核算金額稍高，較能符合現階段生態補償標準略高于提供生態服務的成本這一原則[19]，既能提高提供流域生態服務的積極性，又能節省財政資金，流域下游受益方也較易接受。按照主體功能法實施生態補償后，源頭區與源頭區下游的人均財政收入由差距2.5 倍縮小到1.1 倍，主體功能法在充分考慮了源區下游支付能力的基礎上，縮小了二者的經濟發展水平差距，補償后受損區比受益區人均財政收入稍高，既保證了源頭區上下游社會經濟發展的公平性，又可提高源區內人民和政府對生態環境保護的積極性，有效調整了源頭區上、下游的損益關系。

4 結 論

1）本文提出的主體功能法既考慮了源頭區上、下游補償的公平性、補償主體的可承受能力和補償客體生態保護的積極性，又反映了不同流域的特征以及人類活動與經濟發展階段對補償金額的影響，與機會成本法、生態系統服務功能法和條件價值法相比更加科學、合理。

2）結合皮爾曲線和土地利用，提出了2 種確定主體功能和次要功能權重的方法，皮爾曲線法體現了經濟發展階段對環境價值的影響，土地利用占比法體現了人類活動對環境價值的作用，二者各有優點，計算出的金額也比較接近，可根據實際情況選擇應用。