生态系统服务

6　生态系统服务评价和生态补偿

生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用，它不仅给人类提供生存必需的食物、医药及工农业生产的原料，而且还维持了人类赖以生存和发展的生命支持系统（Daily，1997；欧阳志云等，1999）。

生态系统服务功能的价值评价是指对生态系统为人类提供的服务进行定量研究。相对于道德原因来说，经济原因可能更有说服力（“保护生态环境在经济上是必需的”），这一点对于说服政策制定者尤为重要（张帆，1997）。

人类在对自然的长期利用和改造过程中，往往只注重自然资源的直接消费价值和市场价值，而忽略了其生态效益和生态价值。而不合理的自然资源开发利用有时甚至会带来毁灭性的灾难。只有合理价值标度的生态系统及其服务功能，才有可能在市场经济运行中得到人类的正确认识，合理管理、维护与使用，从而奠定永续利用和可持续发展的基础。

20世纪70年代以来，生态系统服务功能开始成为一个科学术语及生态学与生态经济学研究的分支。尤其近年来，国内外的生态学家、经济学家纷纷探讨生态系统服务功能的内涵与定量评价方法以及有关的生态资产、生态补偿及其应用实践，已成为当前生态学与生态经济学研究的前沿课题和热点。

6.1　生态系统服务

6.1.1　生态系统服务的定义与内涵

生态系统服务研究在西方兴起的标志性著作——1997年戴利（Daily）主编的《自然服务：社会有赖于自然生态系统》中对生态系统服务给出以下定义：生态系统服务是支持和满足人类生存的自然系统及其组成物种的条件和过程。该定义强调三点：生态系统服务对人类生存的支持，发挥服务的主体还是自然生态系统，自然生态系统通过状况和过程发挥服务。

1999年董全将生态系统服务定义为：“自然生物过程产生和维持的环境资源方面的条件和服务。”该定义暗含了生态系统服务对人类生存的支持，同时指出是自然过程产生和维持的，并通过环境资源的条件和服务对人类社会起作用。

2002年，阎水玉认为综合上述定义可以发现，生态系统服务是指自然生态系统及其组成物种产生的对人类生存和发展有支持作用的状况和过程。也就是自然生态系统的结构和功能的维持会生产出对人类的生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，称之为生态系统服务。

满足和支持人类生存和发展的自然生态系统状况和过程是多种多样的。Costanza等（1997）把它们归纳为17类，Daily将它们归纳为15类，董全探讨分析为11类。综合起来，主要应包括生态系统的产品生产、生物多样性的产生和维持、气候气象的调节和稳定、旱涝灾害的减缓、土壤的保持及其肥力的更新、空气和水的净化、废弃物的解毒与分解、物质循环的保持、农作物和自然植被的授粉及其种子的传播、病虫害的控制、人类文化的发育与演化、人类感官心理和精神的益处等方面。

6.1.2　生态系统服务功能评价的理论与方法

1）服务功能类型划分

有代表性的分类主要有以下几种：Daily（1997）提出，生态系统服务功能可划分为生态系统产品和生命支持功能两大类；目前，最新的并且得到国际广泛认可的生态系统服务功能分类系统是由MA（千年生态系统评估）工作组提出的分类方法（Millennium Ecosystem Assessment，2002）。

这个分类系统将服务功能类型归纳为提供产品、调节、文化和支持四个大的功能组（图6-1）。产品提供功能是指生态系统生产或提供的产品；调节功能是指调节人类生态环境的服务功能；文化功能是指人们通过精神感受、知识获取、主观印象、消遣娱乐和美学体验从生态系统中获得的非物质利益；支持功能是指保证其他所有服务功能提供所必需的基础功能。支持功能对人类的影响是间接的或者通过较长时间才能发生，而其他类型的服务则是相对直接的和短期影响于人类。

图6-1　MA的生态服务功能分类

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

图6-2　生态系统服务功能的价值构成

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）价值构成

生态系统服务功能的价值构成（图6-2）源自对生物多样性的研究。1993年，联合国环境规划署在其《生物多样性国情研究指南》里，将生物多样性价值划分为五种类型：有明显实物性的直接用途、无明显实物性的直接用途、间接用途、选择用途和存在价值。Pearce（1994）将生物多样性的价值分为使用价值和非使用价值两部分。在《中国生物多样性国情研究报告》中，王健民等提出生物多样性总价值应包括直接使用价值、间接使用价值、潜在使用价值和存在价值四个方面，其中潜在使用价值包括潜在选择价值和潜在保留价值。

（1）直接价值是指生态系统服务功能中可直接计量的价值，是生态系统生产的生物资源的价值（毛之永，1998）。这些产品可在市场上交易并在收入账户中得到反映；但也有相当多产品被直接消费而未进行市场交易。除上述实物直接价值外，还有部分非实物直接价值，如生态旅游、动植物观赏、科学研究等。

（2）间接价值是指生态系统给人类提供生命支持系统的价值（欧阳志云等，1996）。这种价值通常远高于直接生产的产品资源价值，它们是作为一种生命支持系统而存在的。例如固定CO2和释放O2、水土保持、气候调节、净化环境等。

（3）选择价值是指个人和社会为了将来能利用生态系统服务功能的支付意愿。选择价值的支付愿望可分为下列三种情况：为自己将来利用、为自己子孙后代将来利用及为别人将来利用。选择价值是一种关于未来价值或潜在价值，是在做出保护或开发选择之后的信息价值，是难以计量的价值，但并不代表该价值无关紧要，只是我们不知道，无法估算而已（肖寒，2001）。

（4）遗产价值是指当代人将某种自然物品或服务保留给子孙后代而自愿支付的费用或价格。

（5）存在价值是指人们为确保生态系统服务功能的继续存在（包括其知识保存）而自愿支付的费用。存在价值是物种、生境等本身具有的一种经济价值，是与人类的开发利用并无直接关系，但与人类对其存在的观念和关注相关的经济价值。

3）评价方法

生态系统服务功能评价主要包括物质量评价和价值量评价（赵景柱，2000）。

（1）物质量评价

物质量评价是从物质量的角度对生态系统提供的各项服务进行定量评价，其特点是能够比较客观地反映生态系统的生态过程，进而反映生态系统的可持续性。运用物质量评价方法对区域生态系统服务功能进行评价，其结果比较直观，且仅与生态系统自身健康状况和提供服务功能的能力有关，不受市场价格不统一和波动的影响。物质量评价特别适合于同一生态系统不同时段提供服务功能能力的比较研究，以及不同生态系统所提供的同一项服务功能能力的比较研究，是区域生态系统健康评价和服务功能评价研究的重要手段。

物质量评价采用的手段和方法主要包括定位实验研究、遥感、GIS、调查统计等，其中定位实验研究是主要的服务功能机制研究手段和技术参数获取手段，遥感和调查统计则是主要的数据来源，GIS为物质量评价提供了良好的技术平台。物质量评价研究往往需要耗费大量的人力、物力和资金支持。物质量评价是价值量评价的基础。

单纯利用物质量评价方法也有局限性，主要表现在其结果不直观，不能引起足够的关注，并且由于各单项生态系统服务功能量纲不同，所以无法进行加总，从而无法评价某一生态系统的综合服务功能。

（2）价值量评价

价值量评价方法主要是利用一些经济学方法将服务功能价值化的过程，许多学者对价值评价方法进行了探索性研究。由于生态系统提供服务的特殊性和复杂性，其评价和价值计量至今仍是一件十分困难的事。根据已有的生态系统服务功能价值评价技术和评价方法，结合生态系统服务与自然资本的市场发育程度，可将价值评价方法分为实际市场评估技术、替代市场评估技术、模拟市场评估技术三大类。以下摘要进行介绍（戴星翼等，2005）。

①实际市场评估技术

费用支出法：这是从消费者的角度来评估生态服务功能的价值，是一种古老又简单的方法，它以人们对某种生态服务功能的支出费用来表示其经济价值。如生态旅游价值，以旅游者支出的费用总和作为生态旅游的经济价值。

市场价值法：此法与费用支出法类似，但它可适合于没有费用支出而有市场价格的生态服务的价值评估，例如没有市场交换而在当地直接消耗的生态系统产品，这些自然产品虽没有市场交换，但它们有市场价格，因而可按市场价格来确定经济价值。

市场价值法先定量地评价某种生态服务功能的效果，再根据这些效果的市场价格来评估其经济价值。根据生态效益的正负划分，市场价值法可分为两类：

一类是正服务评价法，它可分为三个步骤：先计算某种生态系统服务功能的定量值，如涵养水源的量、CO2固定量、农作物增产量等；再研究生态服务功能的“影子价格”，如涵养水源的定价可参照水库工程的蓄水成本，固定CO2的定价可参照CO2的市场价格；最后计算其总经济价值。

一类是负服务评价法。例如，评价保护土壤的经济价值时，可以用由生态系统破坏所造成的土壤、能量及土地退化，生产力下降的损失来估计。

理论上，市场价值法是一种合理的方法，也是目前应用最广泛的生态系统服务功能价值的评价方法。

②替代市场评估技术

替代成本法：生态服务可以通过人造系统来提供，这时，生态服务的价值就相当于人造系统的成本，因为必须付出等量的成本才可以获得这些生态服务。例如森林涵养水源每年给社会带来的收益很难计算，于是可以假定如果森林不存在，那么按照森林涵养的水量，与能蓄积同样水量的水库相比，则水库的投资、运行以及管理所需的费用，就成为森林涵养水源的经济价值。

替代成本法使用中的难点在于如何确定替代工程的合理化成本。采用不同工艺、不同技术含量所需的成本相差甚大。其次，替代工程是否在经济上完全等价，还是值得怀疑的，也就是说替代工程和生态系统服务各自的溢出效益是不一样的。比如湿地因为处理污水同时会伴随其他生态服务的提供，而替代工程并不存在。当然如果湿地因为处理污水而影响了其他生态服务的提供，那么用替代成本法计算的时候也存在问题。

享乐价值法：该方法主要通过人们为相关商品支付的意愿评估生态系统的服务价值，如位于海滩边的房价通常比靠近较差景观的内陆房屋高。该方法的使用使人类乐观地认为，进行交易的商品总会存在一些可度量的特性用来预测其价格。但是该方法用于自然生态系统的服务价值评估时，由于缺乏一些现实的交易，往往导致参数的选择存在一定困难。如果缺乏可靠的信息，往往对环境的外部性不能准确估计。

③模拟市场评估技术

目前这类技术应用较多的是条件价值法（CVM）。这是一种直接调查方法，直接询问人们对某种生态系统服务的支付意愿（WTP）或对某种生态系统服务损失的接受赔偿意愿（WTA），以此来估计生态系统服务的经济价值，它是生态系统服务价值评估中应用最广泛的评估方法之一。各种价值法适用于缺乏实际市场和替代市场交换商品的价值评估，是“公共商品”价值评估的一种特有的重要方法。

该方法用于评估通过假象市场体现的生态系统服务，主要通过描述不同状况，然后进行社会问卷调查。如通过问卷调查可以要求答卷者提出他们对提高河水、湖水或溪水水质，以便他们可以进行游泳、划船或钓鱼等活动的支付愿望。该方法存在技术上和概念上的问题，主要是由于这种评估行为不是基于真实的市场行为，其应用往往存在如下局限性：问题设计的合理性，问卷提供的信息以及问题提出的顺序都会影响评估结果等。

以下是条件价值法的主要步骤：

——为拟评价的生态服务系统建立一个假设的市场。例如制定一项在市中心保留旧民居的政策。应答者们会被告知地方政府采取怎样的行动，其效果将会怎样，并告知这一行动只有在获得一笔额外基金后才能启动。

——通过调查获知应答者的叫价。

——回收问卷，估计平均支付意愿或赔偿意愿。

——如果问卷是开放的，可估计叫价曲线，使用支付意愿或赔偿意愿作为因变量，以收入、年龄、教育以及环境质量等为自变量。

——加总数据，也就是将平均支付意愿转化为群体总价值。

6.1.3　生态系统服务功能与评价研究进展

1）国外研究

人们对生态系统服务的认识有很长历史，但是关于生态系统服务价值的评估从19世纪60年代中后期才刚开始，而近十年来已成为生态学和生态经济学研究的一个热点领域，突出特征是发表论文数量几乎呈指数上升。其中影响最大的是1997年Costanza等在Nature上发表的题为《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》的文章。该文发表后引起了强烈反响，其引用率达Nature文章平均引用率的15倍以上。许多经济学家和生态学家纷纷就生态系统评估的有效性和必要性发表文章表明自己的观点。Science，Bio Science，Ecosystems，Environmental Science and Technology等著名杂志都曾进行过讨论。

（1）生态系统服务经济价值评估产生的背景

许多学者都认为环境问题只有通过学科交叉的方法才能得到更好解决，因为环境问题是自然系统和社会经济系统相互作用的结果。但是环境经济学存在着一定缺点：它只关心人类对环境的最大化利用，至多只提供人类活动所受到的环境约束信息，没有将经济学和环境学方法进行真正的统一。正是在这种背景下，生态经济学作为一门新兴的学科应运而生，并表现出很强的活力和广阔的前景。生态经济学增加了人类对自然和经济活动相互关系的理解，试图将自然生态系统对人类的服务与经济评价结合起来，并且针对生态系统的价值评估进行了一系列尝试，其中规模和影响最大的是2001年启动的千年生态系统评估（MA）。该项目是一项为期四年的国际合作项目，来自95个国家的1　300多名科学家参与了工作。这是首次在全球范围内开拓性地对生态系统及其对人类福利的影响进行的多尺度综合评估，其研究成果可以为政府决策提供可靠的地球生态系统变化的信息（杨光梅，2006；欧阳志云等，2004）。

（2）生态系统服务经济价值评估的作用和意义

评估研究可以提供关于生态结构和功能的信息，提供生态系统在支持人类福祉方面所起的多样和复杂作用的信息。当传统经济评估在公共管理机制（如市场及公共财产制度）不能很好反映出环境退化所要付出的社会代价时，对生态系统服务进行经济评估就具有特殊的作用。如果自然资源保育或恢复政策的制定没有价值概念指导，可能导致资源的误用或滥用。

（3）关于生态系统服务价值评估的若干争论

随着Daily（1977）《自然的服务：依赖于自然生态系统的社会》的出版和Costanza等对全球生态系统服务功能进行的价值评价，生态系统服务功能的价值评价逐渐成为生态、经济学界的热点。Costanza等的《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》一文发表后，在学术界引起极大震动和争议。自发表之日起的近两年时间里，以Costanza为代表的一批学者和以Pearce为代表的一些学者，围绕该论文的一些观点、计算方法和有关内容展开了激烈的争论。争论的焦点主要集中在世界生态系统服务功能价值的可计算性、计算方法和计量中的技术处理问题等方面。应该说Pearce等对Costanza等工作的经济学挑剔是深刻的，只要生态系统功能价值的计量没有真正与经济学接轨，它就难以为经济学所接受并对经济实践产生影响。但是Costanza等人在反驳中提出的一些观点，如世界GNP应将世界生态系统服务包括在内，坚持认为世界生态系统服务功能是整体可计算的等对生态系统服务功能及其价值评价的发展奠定了坚实的基础（徐嵩龄，2001）。而且1998年Costanza也公开承认其关于全球生态环境价值的估算只是初步尝试，还存在如下不足：存在太多关于自然资本形态和经济背景性质相同的假设；评估是片面的、静态的，而不是总体平衡的和动态变化的；影子价格的选取从理论上和时间上存在不相关性。

其他学者也纷纷发表文章表述各自不同的观点。例如Serafy提出将相对独立的不同生态系统服务价值进行加和，可能带来重复计算；而且如果加和时不考虑替代效应和经济预算可能带来的影响，往往导致估价过高。Heal提出“将研究重点放在生态系统及其服务的价值评价可能存在不足”，主要是由于一种物品的价格并不能反映其社会或哲学意义上的重要性。Sagoff认为环境体系与主要的社会价值体系密切相关，所以不能也不应该局限于货币价值。Wilson等认为通过现有的环境评估方法很难体现生态资源管理过程中生态保护的平等性问题。

另外，许多学者对于基于人类偏好进行生态系统服务价值评估提出疑问：生态系统是否应具有特有的价值？由于人类对物理世界及经济的不确定性理解有限，基于成本—收益分析的经济评估结果是否存在太多的不确定性？生态系统变化及政策变化对生态系统的影响，及其在时空分布格局上的响应还没有明确定论，仅通过货币收益的计算能否形成完整的评估体系？

生态系统服务的价值评估是生态经济学的热点领域之一，国外众多学者认为生态系统服务价值评估过程中面临的困难，主要是由于生态系统具有内在的复杂性，使基于边际成本的福利经济学评估结果难以全面解释；生态系统服务经济价值评估的各种方法都具有一定的优点和不足，需要根据不同的评估对象和评估目标选择不同的评估方法，而且在选择的过程中需要注意时间和空间尺度的转换；因此用经济学方法对生态系统进行的货币化评估往往很难反映出自然价值的丰富程度，而且人类对生态系统服务的偏好可能随着时间或新信息的出现而变化，此时福利经济的评价往往显得苍白无力。

今后的研究方向应该是在实际研究中充分重视评估过程中存在的困难，注重运用生态学与生态经济学理论，将自然科学与社会科学有机地结合起来；从生态服务功能的形成机制入手，研究和改进生态系统服务功能评估的方法，设法通过各种有效途径，使生态系统的评估结果更具有说服力和有效性，以便为生态补偿机制的制定及为生态系统管理等工作提供有力支持（表6-1）。

表6-1　生态系统服务功能与经济价值评估方法的关系

注：①指基于Costanza（1997）的研究结果的货币价值；②指基于仅增加价值（即市场价格—资金—劳动成果）；＋＋＋：表示最常用方法；＋＋：表示次常用方法；0：表示在Costanza研究中未用但可能使用的方法。
源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）国内研究（李文华，2004；吴人坚，2008）

我国的生态系统服务功能及其价值评价工作源于20世纪80年代初开始的森林资源价值核算研究。1982年，张嘉宾等利用影子工程法、替代费用法估算云南怒江、福贡等县的森林固定保持土壤功能的价值为154元/（亩·a）；1988年国务院发展研究中心开展了包括水、土地、森林、草地、矿产等资源的价值核算工作；李金昌等在长期研究的基础上于1998年出版了《生态价值论》，该书以森林生态为例，全面总结了森林生态服务价值计量的理论和方法；此外，张建国（1994）、侯元凯（1997）、蒋元敏（1998）等进行了一些森林资源价值核算的案例研究和理论思考。

随着国际生态系统服务功能及其价值评价工作的兴起，从20世纪90年代中期开始，我国的生态学工作者开始系统地进行生态系统服务功能及其价值评价的研究工作。欧阳志云等（1996，1999）系统阐述了生态系统的概念、内涵及其价值评价方法，并以海南岛生态系统为例，开展了生态系统服务功能价值评价的研究；后又对中国陆地生态系统服务功能的价值进行了初步估算；薛达元等（1997，1999）在对长白山森林生态系统问题经济价值进行评估时，引入环境价值核算方法，首次采用条件价值法对长白山地区生物多样性的存在价值进行了支付意愿调查；宗跃光等（2000）从土地利用角度，对区域生态系统服务功能评价体系进行研究，并将Costanza等单纯自然资本的测算推广到自然、经济和社会的综合测算；赵景柱、肖寒等（2000）将生态服务功能评价方法归纳为物质量评价和价值量评价两类，并对它们进行了比较分析；谢高地等（2001）对全国自然草地生态系统服务价值进行估算，按17类生态系统服务功能（Costanza等，1997）逐项估计各类草原的服务价值，得出全国草原每年的服务价值为1.497　9×1011美元；李文华（2002）组织编写了《生态系统服务功能研究》，分析了我国生态系统服务研究及其在生态环境建设中面临的主要科学问题；赵同谦、欧阳志云等（2003）对中国陆地地表水生态系统服务功能进行初步评价，得出了总价值约相当于2000年我国国内生产总值的11%的评价结果。

徐中民等（2003）以黑河流域1987年和2000年的1∶1　000　000Land-sat TM图像解译数据为基础，分析黑河流域土地利用和土地覆盖的变化，因此对黑河流域生态系统的服务价值进行了实证评估。陈源泉等（2003）认为为生态系统服务寻找建立特定的、真实的市场环境，将生态系统服务的间接价值转化为直接的经济价值，既有利于区域经济的发展，又可促进人们对生态系统服务功能的维持和保护。他们提出了生态系统服务价值的市场转化（率）概念，在此基础上分析了全球及我国各类生态系统服务价值的市场转化情况，并提出了将来的发展思路。戴星翼等（2005）在《生态服务的价值实现》一书中首先从自然科学的角度出发，系统梳理生态服务价值的性质、类型和意义，然后再基于价值实现的角度，对生态服务进行了重新分类，并探讨了各类生态服务要素价值实现的路径。刘青等（2007）在《东江源区生态系统服务功能经济价值研究》一文中提出：江西东江源区是国家级生态功能保护区，此课题目的是揭示源区的生态功能及其在维持区域和流域生态系统服务功能中的重要地位，并为东江源区生态保护及资源可持续利用提供科学依据。张华等（2007）在《科尔沁沙地生态系统服务价值变化研究》一文中提出估算土地利用变化引起的生态系统服务价值的改变情况，可定量评价土地利用活动对沙地生态环境的影响，旨在为研究区建立可持续发展的土地利用模式，促进退化生态系统恢复与重建以及为制定区域生态安全管理决策提供基本的理论支持。

杜加强等（2008）在《重庆市生态系统服务价值动态评估》一文中提出研究生态系统服务价值的动态变化对于区域生态环境的保护和恢复具有重要意义。他们分别采用Costanza和谢高地等确定的生态系统服务价值评估方法，对重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值进行估算。结果表明：重庆市生态系统服务价值总体上呈增长趋势，生态系统服务价值与GDP的比值呈下降趋势。灰色系统预测的结果显示，重庆市生态系统服务价值将继续增长。甄霖等（2008）所著《生态系统服务消费模式、计量及其管理框架构建》一文将生态系统服务的消费定义为人类生产和生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，并构建了一个生态系统服务消费和管理的概念框架，将生态服务消费区分成直接消费和间接消费两种基本模式，并初步给出两种基本模式和两种生态服务消费的不同计量方法。他们认为：人们对生态服务的消费模式、消费量以及影响生态服务消费等因素的研究目前还很少有成果报道，他们还认为如下研究有待进一步开展：①生态系统服务消费的机制与效用研究；②直接消费性和间接消费性生态系统服务研究；③生态系统服务消费的地域性特点；④生态服务消费政策选择的分析。

6.1.4　研究实例

1）黑河流域生态系统服务的价值研究（徐中民，2003）

黑河流域是我国西北干旱地区典型的内陆河流域，从高山冰川/永久积雪、森林、草地到平原绿洲和戈壁荒漠，构成了一个干旱区复合生态系统。近五十年来，由于大兴水利、开垦荒地，导致流域的土地利用和土地覆盖格局发生深刻变化，引起生态环境持续退化。上游地区主要出现了以草原秃斑地和草原沙化、杂毒草蔓延为主要标志的草地退化，天然林减少，珍稀生物种数量减少，以及冰川面积减少；中游地区主要是土地荒漠化与土壤次生盐碱化；下游地区集中表现为终端湖泊消失，众多天然河道废弃并形成绿洲内部沙源，天然绿洲萎缩，土地沙漠化持续扩展。

（1）黑河流域生态系统服务的总经济价值

黑河流域生态系统在创造了巨大经济效益的同时，由于人类对生态系统所提供的巨大服务价值缺乏了解，导致人类在从生态系统服务中获取巨大“显性”经济效益的同时，缺乏对为人类提供巨大“隐性”服务价值的流域生态系统的应有保护，致使流域生态系统的景观特征发生了显著的退化型演替。因此，必须考虑经济发展的生态环境成本，将这一成本纳入区域经济发展的综合核算，以利于保护经济社会可持续发展的生态基础。评估流域生态系统服务的经济价值，有助于建立流域环境经济综合核算体系，可以为流域综合决策提供定量依据，有助于流域生态系统的可持续发展管理。

黑河流域生态系统服务的价值研究依据对黑河流域土地利用与植被覆盖的Land-sat TM图像解译数据，引用Constanza等对全球生态系统服务单位公顷价值的平均估算结果，对黑河流域及其上、中、下游生态系统服务的价值予以估算（表6-2）。

表6-2　黑河流域生态系统服务的价值（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

从表6-2可见1987年至2000年，由于森林、草地、河/湖面积的减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、裸岩/裸土地、建筑用地面积均有增加，使生态系统服务的价值显著减少。13年中，黑河流域生态系统服务的年价值总共减少达3.949亿美元，相当于32.658亿元人民币。流域生态系统服务价值的显著减少有力地说明生态系统保护与可持续发展的极端重要性。

比较黑河流域上、中、下游的面积及生态系统服务的价值（表6-3）可以看出，黑河流域上游面积只占整个流域的8.19%，其生态系统服务的价值占全流域的近19%；中游面积占流域面积的43.57%，而服务价值占全流域近67%；下游面积占流域将近一半，但服务价值占全流域不到15%。将1987年和2000年黑河流域生态系统服务的价值绘制在流域平面图上，则得到图6-3的结果。2000年与1987年相比，高价值的区域明显减少，低价值的区域明显增多，整体表现出13年中流域生态系统服务的价值明显减少。

表6-3　黑河流域上、中、下游生态系统服务价值的对比（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

（2）黑河流域生态系统服务对区域经济发展的贡献

①经济发展以生态系统服务的巨大投入为基础

与1999年黑河流域的国内生产总值（GDP）102.54亿元相比，2000年黑河流域生态系统服务的年价值相当于GDP的1.4倍。因此，流域的GDP的取得，是至少用流域内1.4倍的生态系统服务的巨大价值投入得来的。

图6-3　黑河流域生态系统服务的价值图

源自：徐中民，2003.

②经济发展措施不当造成生态系统服务的巨大破坏

从1987年至2000年，森林、草地、河/湖面积的明显减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、建筑用地等面积均有增加，使流域生态系统服务的价值显著减少。13年中，流域生态系统服务的年价值总共减少32.658亿元人民币。这一研究结果有力地说明了评估生态系统服务价值并将其纳入区域环境经济综合核算体系的必要性和重要性。唯有这样，才能有效地促进生态系统的保护，维护社会经济发展的生态基础，实现区域的持续发展。

③生态系统服务价值研究待解决的问题

——特定区域生态系统服务特定单位价值的厘定。不同地区的同一类生态系统，由于其组成、结构、功能、过程、健康状况等方面差别的存在，其单位生态系统服务的价值不可能相等。用全球各类生态系统的各自的平均值计算某一个特定地区的各种生态系统服务的价值，只能是近似值。所以，研究特定区域生态系统服务的特定单位价值，是获得该地区生态系统服务价值的唯一正确方法。

——对黑河流域而言，存在盐碱地、永久积雪/冰川、建筑用地、沙丘/戈壁、裸岩/裸土地等特殊的生态系统，这些生态系统目前在国际上没有平均的服务价值信息的提取。而这些生态系统，在黑河流域的特定地段又具有特定的生态功能和过程，获得它们的价值，是全面核算流域生态系统服务价值的基础。

——生态系统服务价值的时间变化研究。由于经济活动的巨大扰动影响，生态系统的组成、结构、功能等随时间而不断变化。只有监测这种变化，才能对生态系统服务及其价值随时间的变化作出相应的评估。

2）重庆市生态系统服务价值动态评估（杜加强等，2008）

重庆市生态系统服务价值动态评估一文针对不同研究方法的比较研究较少的现状，分别采用Costanza等（1997）和谢高地等（2003）的生态系统服务价值计算方法，动态估算重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值。采用谢高地等（2003）的方法计算生态系统服务价值系数时，粮食的价格分别采用2000年不变价、当年价进行计算。通过对不同方法的计算结果进行比较分析，研究不同计算方法时重庆市生态系统服务价值的变化特征和变化趋势，定量分析变化的影响因子，并运用灰色预测方法进行趋势预测。最后，探讨三种计算方法的结果产生差异的主要原因及其反映的问题，为重庆市的生态环境保护和恢复提供依据。

（1）研究方法

根据谢高地等（2003）的方法，依照式（6-1）（谢高地等，2003；肖玉等，2003）可计算出重庆市单位面积农田生态系统提供食物生产服务的经济价值，再通过服务价值当量因子表（谢高地等，2003）即可得出重庆市不同生态系统单位面积的生态服务价值系数。

式中：Ea为单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值（元·hm-2）；i为作物种类，重庆市的粮食作物主要为稻谷、小麦和玉米；pi为粮食作物i的全国平均值（元·kg-1）；qi为粮食作物i的单产（kg·hm-2）；mi为粮食作物i的种植面积（hm2）；M为粮食作物种植总面积（hm2）。

得到重庆市单位面积的生态系统服务价值系数后，即可根据式（6-2）计算得出重庆市生态系统服务价值总量。

式中：ESV为生态系统服务价值；k为土地利用类型；Ak为k类土地利用的分布面积；Ck 为k类土地单位面积的生态系统服务价值系数。

（2）数据来源

数据来源于《重庆统计年鉴》（1998—2006年）和《中国物价年鉴》（1998—2006年）。粮食单价分别按2000年不变价和当年实际价格计算，由此得到单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值Ea（表6-4）。

将重庆市的土地利用类型与谢高地等（2003）划分的生态系统类型对照，则耕地对应农田生态系统，林地对应森林生态系统，建设用地和未利用地对应荒漠，水域的生态系统服务价值系数对应水体和湿地生态系统服务价值系数的均值。

（3）数据和研究结果

具体见表6-4、图6-4～图6-6。

表6-4　重庆市粮食单产、单价和单位农田生态系统提供的食物生产服务价值（元·hm-2·a-1）

注：a）采用2000年不变价得到的结果；b）采用当年粮食价格计算得到的结果；c）此处价格为稻谷、小麦和玉米全国平均价的均值。
源自：杜加强等，2008.

图6-4　重庆市1997—2005年生态系统服务价值及其与GDP的比值变化趋势

图6-5　采用2000年不变价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

图6-6　采用当年价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

以上3图均源自：杜加强等，2003.

（4）结论

①总体上重庆市生态系统服务价值呈上升趋势，而生态系统服务价值与GDP的比值呈减少趋势。

②生态系统服务价值系数较大的林地面积相对数量较大，面积变化明显，决定着重庆市生态系统总价值的变化趋势。

③采用灰色预测方法对重庆市2006年至2010年的生态服务价值以及GDP进行了预测，生态系统服务价值及GDP均呈增长趋势，但其比值呈持续下降趋势。

④采用Costanza等（1997）的价值系数进行动态计算主要反映了土地利用变化对生态系统服务价值的影响；采用2000年不变价计算重庆市生态系统服务价值则反映了土地利用和粮食单产对生态系统服务价值的综合作用；而采用当年价计算生态系统服务价值，还部分地反映了人们对生态系统支付意愿的变化。

⑤三种方法得到的重庆市生态系统服务价值的数值差别较大，所以不同方法的结果将不具有可比性。三种方法反映的问题不同，采用2000年不变价的计算结果更接近于实际的变化情况。

⑥重庆市生态系统服务价值的提升与经济增长不同步，前者慢于后者，因此仍需加大环境治理和生育保育的力度，使经济发展的同时生态环境不断得到改善。

3）转向生态服务的上海农村

对于上海农村的前途，也许需要一种全新的思路，要给其一种有别于传统农村的角色定位：在大城市、小农村的格局下，在国际大都市定位的背景下，农村要向现代化和高度城市化的上海提供什么？戴星翼等（2005）认为，农村应该从传统的产品提供者的角色转变为服务提供者，向市区提供生态、人文、传统的服务，使之成为城市的精神家园。他们提出有必要注意到一个事实，农村的边缘化与农业的弱势有关。全国的农业弱势问题涉及一些更为基本的原因，但上海有其特殊性。随着上海整体的发展，其农村作为农产品生产基地的角色，重要性下降了。在这种情况下，有必要发掘其新的价值，研究其实现途径。也就是说，上海的农村和农业建设，需要新的目标定位。总体上，他们认为需要实现从传统产品经济向新型服务经济的转型。从向上海城市提供原料和作为上海菜篮子的产品提供者角色，转为向上海提供其需要的而城市不能生产的服务。

首先，上海需要农村提供的是生态和环境服务。城市越发展，森林、水系、田野、村落提供的生态服务就越宝贵。在太湖流域整体环境不断恶化的情况下，上海要保护水源的难度越来越大。因此，需要大规模地修复农村生态，使之成为功能良好的“城市之肾”。

不难发现，这一角色与传统角色是冲突的。在产品农业中，人们需要投入大量各种最终可造成污染的物质；而在服务农业中，不但不能这样做，还应利用土地、植被、水体的净化能力，使已经进入环境的污染物得以降解和清除。以一个生态服务功能强大的农村支持经济功能强大的城市。这是郊区能为上海的综合竞争力的提升作出的至关重要的贡献。

为实现这一目标，显然上海农村的产业结构、发展规划、建设思路，都应作出重大调整。需要淘汰某些妨碍环境保护整体目标的工业区。

其次，上海郊区应成为上海人的精神家园。国际大都市绝非意味消灭农村，而是要凭借其强大的经济实力，改变农村落后的面貌，使其处处赏心悦目，适宜于居住、郊游、娱乐、观光。它的景观质量、人文气息、社区氛围都应成为这座城市的骄傲。

不难发现，生态服务与景观服务是可以叠加的。设计良好的生态体系可以拥有显著的休闲娱乐价值。所以精神家园应更为强调水乡农村人文精神的复兴、对社区公共物品的呵护，以及宁静和谐的乡村生活。

农村从产品经济转向服务经济，关键是其价值的实现路径。在概念上，农村的生态价值、文化价值和精神价值是容易得到承认的。但是所有这些价值在现实生活中都正在被抛弃和破坏，而原因是对这些价值的保护不符合农民、基层组织和地方政府的当前利益。可以说，如果不改变这些利益主体背后驱动力的机制和体制，保护、发扬和实现这些价值是不可能的。所以，必须重视与生态和文化保护相关的制度创新问题。当前迫切需要的制度创新有以下四个方面：

（1）财税制度。这是当前基层政府短期行为的最重要根源。例如，可以考虑将镇一级的收入来源改为不动产税之类。随着《中华人民共和国物权法》的出台，这一设想将变得可以实现。这一制度安排的好处在于促使镇政府领导关注安全、环境、基础设施、服务，以聚集人气，使辖区内的不动产升值。它同时会使一个地区追求自己的个性，在宏观上，这会使地区之间出现错位发展的格局，而从根本上克服大而全或小而全的顽症。

（2）转移支付。当农村转向生态服务后，除相关的旅游休闲业可进入市场，体验农业可以创造收益外，一个地区创造的生态服务价值是无法通过市场实现的。为此，就应建立政府补贴和转移支付制度。

（3）政绩考核。随着向服务经济的转轨，以及各地区的个性化发展，政绩考核制度和指标体系也需作重大修正。对于一个地区或镇政府的政绩，首先需要根据其定位确定，要坚决扭转唯GDP导向的考核实践。对位于水源保护区的镇，其政绩首要的是环境保护和就业，对以居住为主体的镇，考核指标必须以安全、环保、社区建设为主，而对重点发展工业的镇，考核内容则以招商引资、GDP和环保为主。

（4）社区自治。当前政府对基层社区公共权力的占有，是造成农村社区解体的根本原因。首先，当前需要完善村级选举制度以及配套制度，使村的公共事务建立民主决策和监督机制。其次，需要恢复村民小组的基本权力。镇政府不能以集体建设用地的名义随意征用土地。国家从经营性项目中退出，交由市场解决。国家为社会公共目的的征地活动，必须提高补偿标准，农民直接参与补偿标准谈判。

6.1.5　生态系统服务功能与评价研究展望

在我国，服务功能与评价研究尚存在以下亟待解决的问题（欧阳志云、赵同谦，2004）：

（1）大多数服务功能评价没有对生态系统结构、过程与服务功能的关系进行深入分析，即缺乏足够的生态系统服务功能机制研究，使这些工作缺乏可靠的生态学基础。

（2）服务功能价值评估理论与方法方面，目前多直接利用国外的定价或方法，与我国社会经济现状脱节，评价结果可信度低，可操作性差，难以取得有关方面和公众认同，也难在管理与决策部门应用。

（3）在服务功能评价中，生态学与经济学研究缺乏有机结合，评价理论与方法未取得重要进展，不仅在国家生态环境建设方面缺乏生态经济学的理论支持，而且使服务功能保育难以纳入社会经济发展综合决策之中。

（4）缺乏服务功能评价应用领域与方法研究。明确的应用目的会使评价研究更具针对性和可操作性，探索性地开展一些应用研究对生态系统服务功能评价的学科发展具有重要意义。

综上所述，生态服务功能研究的重点将主要集中在下列四个方面。

（1）服务功能基础理论研究

关于服务功能的可计算性、计算方法等理论问题仍存在持续争论。这些问题包括：

①目前建立在市场基础的价值评价方法能否用来表征生态系统服务对人类的重要性；能否反映生态系统服务逐渐减少甚至消失对人类社会价值贡献的变动。

②如何处理基于供给和需求的价格与价值之间的关系；价值的可分解性和可加和性；负效应问题；功能与效能等。

（2）服务功能机制研究

生态系统服务功能机制研究的基础是长期生态定位研究，以现场实验观测为主要手段，通过实验结果与系统模拟相结合，分析各类生态系统的结构、过程与重要生态系统服务功能的关系及其规律，使服务功能评价得以量化。

服务功能机制研究的重点内容包括：

①不同生态系统类型与发育状态、不同人类影响程度下的水文调节功能机制、营养物质循环与保存机制、生物多样性维持机制、污染物净化功能机制等。

②通过实验研究，探索人类活动对生态系统服务功能的影响机制，比较分析不同干扰方式与干扰程度影响下，生态系统结构与过程的变化，以及相应生态系统服务功能响应特征与变化趋势，为区域生态系统服务功能保育、生态建设与生态系统可持续管理提供基础。

（3）评价方法研究

由于价值评价的复杂性，使评价方法研究更具迫切性。试举下列三方面问题。

①不同尺度下数据的耦合及应用：在中、大尺度范围（地区、全国乃至全球）进行评价，由于其自然生态条件相去甚远，而且无法保证相应的定位研究密度，其服务功能指标参数选取的精度和合理性是我们评价过程中必须考虑的问题。

②价值评价方法及其不确定性：理论上意愿调查法可以用于任何功能的价值评价，就价格的恰当性而言，支付意愿价格所反映的是享用者心目中的价值，因而最恰当。但是由于受被调查者主、客观多种因素的限制，很难有理想的代表性，其结果往往存在着较大的偏差。

目前，替代成本法是一种在生态系统服务功能评价中被广泛应用的价值评价方法。但在目前经济技术条件下，选择“替代物”或“替代处理方法、过程”成本往往较高。采取何种处理才能更准确地反映其价值？影响生态经济价值的重要因素有哪些？不同生态经济价值评价方法对生态服务功能价值评价结果会产生哪些影响？不同生态经济价值评估方法的适应条件与范围有哪些？

③重复计算和遗漏计算：在服务功能评价中必须认真分析各项服务功能之间的层次关系和因果关系，在机制、过程分析的基础上找到价值评价的有效节点进行计算。只有这样，才能避免计算过程中的重复或遗漏计算，这将是今后一个重要的研究内容。

（4）应用研究及案例研究

生态系统服务功能价值评价研究具有十分重要的现实意义。服务功能价值定量研究，可以帮助人们充分了解生态系统为人类提供的各种产品和服务及其价值，将研究重心从“生态争论”转移到经济评价上来，为生态资源的有效配置、合理定价和有效补偿提供科学依据，为地区、国家乃至全球的经济可持续发展以及生态环境保护奠定基础。这方面的研究可以尝试在以下几个领域开展：

①区域生态恢复方法及决策管理。

②区域规划：服务功能价值评价是区域生态规划的基础和重要依据。

③水资源管理：水生态服务功能研究可以明确生态用水在水资源合理配置中的地位，从而合理分配生态用水量，指导水资源合理定价，帮助建立以保护水源为主要内容的经济补偿机制等。

④土地资源管理：土地的价值构成包括生产价值、社会价值和生态价值三方面，其中生态价值的估算需以生态服务功能评价的理论和方法进行。

⑤区域生态管理与生态税：上游地区为保证下游重要城市的供水安全，不发展或关闭有污染企业，造成一定经济损失，作为下游的主要用水城市理应给予必要的经济补偿。生态服务功能经济价值评价是确定生态税征收的基本依据。

⑥建立国家综合环境资源核算体系。服务功能价值评价为实现绿色GDP核算体系提供技术支撑。

6.2　生态资产评估

20世纪以来，生态资产（Eco-assets）研究逐步受到国内外学者的广泛关注。生态资产是以生态环境和人类经济社会发展之间的关系为重点的跨学科领域，准确界定生态资产及其相关概念，探索生态资产评估的研究动向对进行生态服务评价和生态补偿工作具有重要意义。

6.2.1　自然资本与自然资产

自然资本（Natural Capital）是1948年由美国学者Vogt在讨论美国国家债务时第一次提出的，他指出自然资源资本的耗竭会降低美国偿还债务的能力。Vogt在这里所讲的自然资本是指自然资源的价值。在以后国内外的大量文献中，自然资本常被狭义地理解为自然资源资产的价值。我国学者姜文来（2004）认为，自然资产具有明确的所有权，且在一定的技术经济条件下能够给所有者带来效益的稀缺自然资源，该定义更为强调自然资源的权利归属性和潜在利益创造性。

20世纪70年代以来，随着全球生态状况的进一步恶化，以及人们对生态环境认识水平的不断提高，人们对自然资本或自然资产概念的理解不再局限于自然资源的价值，而是涵盖了自然环境中可以为人类所利用的、表现形式丰富多彩的所有物质或非物质价值形态，包括气候、海洋、森林、河流、土壤以及生物、生态系统产品等生态服务价值。这一概念的拓展，跨越了传统经济学的范畴，赋予自然环境和生态系统以经济价值的意义和属性，同时也在全球掀起了关心自然资本对人类经济社会价值评估研究的高潮。另一方面，自然资产也进入了社会经济记账系统。联合国和世界银行记账系统都将自然资本纳入其中。此后，越来越多的国家和地区将生态资产或自然资本纳入国民经济账户，以衡量其自然环境与经济社会协调发展的程度。

6.2.2　生态资产的概念

王健民（2001）认为“生态资产”从广义上来说是一切生态资源的价值形式；从狭义上来说是国家拥有的，能以货币计量的，并能带来直接、间接或潜在经济利益的生态经济资源。“生态资源”或“生态经济资源”是人类赖以生存和发展的生态系统物质构成和生态功能的源泉。传统经济学把生态环境看成是纯自然物，认为其只有自然属性，而且又认为自然资源是取之不尽、用之不竭的，因此认为自然物是没有价值的，没有将生态系统看做是社会总资产的组成部分。近几十年来，由于资源、环境、生态形成了全球性的问题，人们为了寻求解决全球性问题的途径和办法，反思了历史认识的局限性，发现问题的经济学根源是“自然无价值论”。他们提出了资源、环境、生态的价值观和生态资产的新理论和新观点，初步形成了自然经济学框架，从不同角度研究形成了不同部门的自然经济学，如资源经济学、环境经济学及生态经济学等。

新的资产观点与传统资产观点主要不同之处在于：认为自然界的生态环境资源尤其是生态环境经济资源是自然创造并赠予人类的资产，它是社会经济资产的基础资产，它属于社会总资产的重要组成部分。

6.2.3　生态资产概念的界定

高吉喜（2007）认为生态资产是人类从自然环境中获得的各种服务福利的价值体现，包括自然资源价值和生态服务功能价值，具体内容如图6-7所示。

图6-7　生态资产组成与概念（高吉喜，2007）

生态资产是在自然资源价值和生态服务功能两个概念基础上发展起来的，是二者的结合和统一，表征人类对生态环境、自然资产的认识达到了一个新的高度。人们对生态资产概念的认识过程是动态的、发展的，是逐步深化和延展的。从自然资源价值发展到生态服务价值，从有形的、实物形态的、可以划归权属的经济收益价值发展到无形的、公益性的环境服务价值。因此，对生态资产概念的认识是人类认识世界、认识自然环境过程的具体体现。

6.2.4　生态资产的构成

王健民（2001）认为，生态资产的构成包括生物资产、基因资产、生态功能资产和生境资产。

1）生物资产

“生物资产”是生物资源的价值形式。因此，要了解生物资产，首先要了解生物资源。生物资源是生物圈中对人类具有一定价值的动物、植物和微生物以及它们组成的生物群落。

世界上生物资源有多少？最新的《中国生物多样性国情研究报告》中指出：科学家估计全球拥有500万～10　000万种生物物种，而人类已认识（经科学鉴定定名）的生物约210万种。其中，动物约150万种，植物约50万种，微生物约10万种。从生物量来说，植物量最大，约为动物量的几百倍至几千倍以上。这是由“生态金字塔”及“生态链”自然规律所决定的，如果植物量不足动物量的100倍以上，动物乃至人类的生存就会受到严重威胁。

2）基因资产

每一个生物种群由于突变、自然选择或其他原因，往往存在遗传上的不同。某些种群具有在另一些种群中没有的特殊基因变体（等位基因），或者在一个种群中很少的等位基因可能在另一些种群中出现很多。这些遗传基因差别使生物种群在特定条件下具有更成功的繁殖和适应能力。

生物种群及个体的这种遗传基因多样化，对于生态系统来说，使之更丰富、更稳定、更适应环境的变化；对于人类来说，生物遗传基因多样性提供了动植物优良品种的育种材料。一个优良品种，可以创造巨大的社会财富。因此，可以肯定地说，生物遗传基因是极为难得的自然资源，是自然赋予人类的宝贵自然资产。

3）生态功能资产

生态资产不仅具有物种和遗传基因的实物形态，还具有生态功能的无形形态。从生态功能时刻都在维系人类生存及社会经济的发展看，生态功能及其价值不能忽视。

生态功能资产主要反映在：一是生物多样性提供生态系统演替与生物进化所需的物种与遗传资产；二是生物多样性是形成维持生态系统的结构和功能的重要资产；三是表现为生态系统的服务功能资产。目前，由于前两方面的价值定量困难，生态功能资产主要还仅限于生态系统的服务功能资产评估。如有机物的生产、二氧化碳的固定及氧的释放、土壤的生态功能、涵养水源、调节气候、降解污染物、维持优良的景观等。

4）生境资产

生境资产是生态资产中不可割的组成部分。如阳光、气候、土壤、地理、降水等，都是人类社会经济不可缺少的宝贵环境经济资产。生境资产的价值因有无生物存在及生物多样性的丰富度而变化很大。一般来说不适宜生命存活的地区，其生境资产的直接使用价值是十分低下的，而在生物种类繁多、生长繁茂的地区，生境使用价值是十分巨大的。它也特别适合人类的生存、休憩、游乐、疗养的要求，各个国家的别墅区就是建在生境特别优良的地区。

由于不同生境适合不同的生物生存，特殊的生境适合特殊的生物生存，所以不同的生物、生境在整个生态体系中均有其生态位、生态功能和生态作用。即使是不毛之地的生境，也可能对整个生态系统具有某种特殊的功能和作用。例如，南极就是全球气候的致冷器、指示器和调节器。所以，在生态资产评估中，必须十分慎重，只有相当全面地了解生境（包括极地、湿地、荒地等）的各种功能和作用，尤其是特殊功能和作用，才能对生境资产价值的大小进行评估。

6.2.5　生态资产特点及研究趋向

生态资产是生态经济学中新兴的概念，是生态科学与经济科学的交叉学科。从交叉学科的角度分析生态资产的概念和特征，也有助于更好地把握生态资产的研究动向，避免陷入误区（高吉喜，2007）。

1）与经济社会发展的互动性

生态资产是指一定时间和空间范围内自然资源和生态环境为人类提供的福利价值。在生态资产研究中，必须考虑生态环境与经济社会的关联性和互动性，决不能只从自然的角度评价生态资产。目前存在的普遍问题是，对某个区域的生态资产核算量巨大，但都难以转换成经济价值。因此，人们经常面临的困惑是：很多生态环境好、生态资产大的地方经济不发达，贫困现象非常普遍，导致这种情况的根本性原因是没有将生态资产与经济社会发展密切结合，缺乏互动性。

由于生态资产是以人作为主体需求的有用性，生态资产研究在探究生态环境发展演变规律的同时，应更多地考虑与区域或全球人类社会经济发展相结合的发展规律和互动的可持续发展途径。

2）不可替代性和公益性

不同区域生态环境所提供的福利和服务也不同。因此，为了使不同区域间的生态资产可以横向分析比较，生态资产的评估和研究通常都以货币进行度量。但需明确，生态资产对人类的服务和福利是人类经济社会中“万能”的货币所无法替代的，生态服务是整个人类社会生存和发展的物质与环境基础，任何空间或区域的生态环境都不可复制，也不可能被替代。生态资产在一定意义上为人类所共有，是全人类的公益性资产，对生态资产的合理调节与分配是实现可持续发展的必然选择。

生态资产的研究体系和应用模型如图6-8所示。目前生态资产研究大多是对一个区域的生态资产总量进行评估，这虽是基础性工作，但不应成为生态资产研究的目的和核心。Constanza认为：生态资产的总价值是无限的，仅对其总量进行评估没有意义，而研究其变化对区域生态环境和经济社会发展的影响才更有价值。因此，生态资产研究的根本目的，是通过揭示区域或全球生态资产变化对生态环境所提供给人类福利的影响过程和规律，来寻求一个整体运行良好、健康稳定的、可以满足人类经济社会可持续发展需要的生态环境。

因此，根据生态资产的特点和区域社会经济发展的需求，生态资产研究应在静态评估的基础上，以开放的视角和动态的视野，开展区域间的生态资产转移、区域经济社会发展对生态资产的需求量和损耗量的研究，以及一定空间和时间范围内生态资产的累积量评估。同时，需关注不同自然条件和经济社会条件下的生态资产构成、功能与动态变化过程，从而使生态资产研究成果与现时社会经济发展需要密切结合。

图6-8　生态资产研究体系及应用模型（高吉喜，2007）

6.3　生态补偿

经济和市场手段被用于环境污染和生态保护已有很长时间。最初，生态补偿主要用以抑制负的环境外部性，依据污染者付费原则（Polluter Pays Principle，PPP）向行为主体征收税费。然而，在过去的十几年中，生态补偿逐渐由惩治负外部性（环境破坏）行为转向激励正外部性（生态保护）行为。

6.3.1　国内外生态补偿现状

秦艳红（2008）认为生态保护是一种具有正外部性的社会经济活动，实施过程中会引发两种矛盾：一是较低的边际社会成本与较高的边际私人成本之间的矛盾，二是较高的边际社会收益与较低的边际私人收益之间的矛盾。在这两种矛盾作用下，生态保护往往以牺牲部分人的当前利益来获取社会大范围的长远利益。如果不提供补偿，就难以调动人们参与的积极性。经济合作与发展组织（OECD）为此提出了“谁保护，谁受益”原则（Provider Gets Principle，PGP），此处的“受益”即受到补偿。对于生态服务的受益者来说，长期以来一直视生态服务为“免费的午餐”，随着生态问题的日益严峻，逐渐有了为生态服务付费的意识。这就是生态补偿的另一基本原则——“谁受益，谁补偿”原则（Beneficiary Pays Principle，BPP），此处的“受益”指享受生态服务。

许多国家和地区已采取生态补偿措施，但常是政府买单而不是受益者。通过较多调查，Hanley（1995）发现PGP在一些地区已付诸实践，而BPP却很少被采用。即使有的项目向受益者征收补偿，但多为单要素补偿，仅考虑部分受益者。虽然随着生态意识的加深，人们的支付意愿也逐渐加强，但要使生态补偿变为一种主动行为并将其制度化仍存在很多困难。实现BPP原则是完善生态补偿机制的主要问题之一。

受偿地区一般为贫困地区，如不能解决贫困问题，补偿停止后将重新面临生态退化的危险。因此，生态补偿还肩负着提高社会福利、改变粗放落后的生产方式、调整产业结构和提高生活水平的重任，即应将“输血式”补偿转变为“造血式”补偿。

1）概念界定

赵旭等（2008）认为：生态服务补偿的概念源自1996年哥斯达黎加在其新森林法中提出的创新的森林战略政策框架。通过这一政策，完全管理或保护森林的土地所有者会因为其提供的生态服务得到酬劳。生态服务在这一政策中特指森林提供的四项服务：碳吸收、水资源保护、生物多样性保持和美丽的景观。近年来，该项政策在拉美国家得以普遍推广，并在世界范围内带动起以市场工具管理及保护自然资源的实践工作。其概念及内涵也在实践中得以拓展，Pagiola等（2005）认为生态服务补偿是对自然资源管理者产生的部分生态服务给予一定的补助，以提高其保护这些服务的积极性。近年来在我国掀起了生态补偿研究的热潮，而实际上其中很大一部分研究和实践可以归结为生态服务补偿的范畴。李琳（2006）提出生态服务补偿是由生态服务的受益者对提供者进行的补偿。李文华（2006）在辨析生态补偿概念时就提出：“广义的生态补偿应包括环境污染和生态服务功能两方面的内容：由生态系统服务受益者向提供者提供因保护生态环境所造成损失的补偿，以及由生态环境破坏者向受害者的补偿”。同时他认为：“因为我国在增收排污费方面的工作已经有一套较完善的法规，因此生态补偿研究的重点应主要放在生态服务领域”。周映华（2008）认为国内学者在研究生态补偿时，习惯将其直译成英文“Ecological Compensation”，而国外学者在研究这个问题时所使用的术语是“Payment for Ecological（or Environmental）Services”，直译就是购买生态（或环境）服务。Compensation（补偿）从词面的理解来看，强调的是受益方从道义上对付出方的回报，它似乎不具有约束性，而依靠的是自觉自愿。Payment（购买）则强调的是双方地位平等，通过契约和市场交换，一方得到生态服务这个商品，另一方则得到报酬。周映华又认为，流域生态补偿是对由人类的社会经济活动给流域生态系统和资源造成的破坏及对流域造成污染的补偿、恢复、综合治理，以及对因保护流域生态环境而丧失发展机会的居民资金、技术、实物上的补偿和政策上的优惠。流域生态补偿不仅是下游对上游的补偿，它应当是全方位的，例如，当上游造成污染时，也应给下游居民以补偿。

2）国内外生态补偿实践

自20世纪80年代以来，国内外很多国家和地区进行了大量的生态补偿实践，主要涉及流域水环境管理、农业环境保护、植树造林、自然生境的保护与恢复、碳循环、景观保护等（见表6-5）。

最有代表性的项目是在哥斯达黎加、哥伦比亚等拉丁美洲国家开展的环境服务支付（Payments for Environmental Services，PES）项目。该项目由世界银行发起。此类项目主要通过增加流域内的森林覆盖率改善水质和水文条件，因此补偿费主要向用水者征收，其他生态服务的受益者不被考虑。

生态补偿在农业环境保护中也广为应用。中国的“退耕还林还草”工程向退耕农户提供一定数额的实物和现金补偿，主要补偿粮食损失和造林的各种投入。美国的保护与储备计划和欧盟的农业环境保护项目都采取了补偿措施。

表6-5　生态补偿的类别与案例

源自：秦艳红等，2008.

由于森林提供的生态服务最有效，生态补偿措施在林业中也广为采用。爱尔兰为鼓励私人造林采取了两种政策措施，即造林补贴和林业奖励。中国于2001年设立了“森林生态效益补偿基金”，主要用于提供生态效益林木的营造、抚育、保护和管理。

欧盟于1992年推出了栖息地保护公约，用以生态补偿措施在法律上被确立。在新西兰，促进私有土地参与生物多样性保护的激励措施包括自然造林基金、开放式契约及降低税率等。

全球碳贸易也是生态补偿的一个重要方面。为了减少温室气体排放，1997年12月联合国气候变化框架公约会议制定了《京都议定书》。由于在本国内实现温室气体减排的成本更高，一些发达国家热衷于向发展中国家购买碳当量。全球碳贸易被推向高潮。

在中国，具有生态服务补偿性质的实践还有：浙江金华江上游的东阳市和下游的义乌市之间制定的水权交易协议，由水资源紧缺的义乌市向水资源丰富的东阳市每年支付一定的费用购买调水权；宁夏的两个水电厂向供其用水的水库投入资金进行灌溉节水措施的改造等。以上两例可以说明生态服务补偿已在横向单位间进行。

6.3.2　生态补偿现状评价

秦艳红等（2008）认为生态补偿已在世界范围内开展，积累了不少经验，但是理论探讨和实际应用之间还有不少问题，其主要表现是：

（1）生态补偿是建立在生态学与经济学基础之上的，而在实际中二者缺乏交叉融合，往往过于强调生态目标而忽略了经济因素对生态保护的影响。

（2）生态服务的供给方、受益方以及供给方向受益方提供何种服务和提供多少服务常界定不清。

（3）补偿标准不合理，一般采取“一刀切”，忽略了不同地区自然条件和经济条件的空间差异性。受益者的支付标准如何确定尚未有明确的计量方法。

（4）生态补偿往往只针对一种或少数几种生态服务，这种单要素补偿造成生态建设和保护在同一地区重复实施，进一步导致效率低下。

（5）大多数项目为“输血式”补偿，注重经济支付，忽视对受偿者行为有重要影响的社会经济因素，生态保护不可持续。

（6）补偿机制缺乏有效监管和制衡，交易成本过高。

6.3.3　生态补偿的管理：来自欧盟的经验

1）实施背景

欧盟的农业发展是以大量的自然资源消耗、大量的化肥和农药施用为基础，这导致了水源、土壤的污染，以及一些重要的生态系统破坏。所以，生态环境问题是欧盟启动生态补偿政策的重要背景。另外还有两个因素：一个是20世纪70年代中期以来农业生产过剩，欧盟希望农民降低生产，为此启动对休耕、粗放经营等措施的补偿政策；另一个因素是农村的贫困化与低就业率，启动补偿政策在一定程度上是为了增加农民收入。

2）主要政策内容与管理机制

（1）执行机构

欧盟内部农业环境政策的制定和组织需要一个配套的执行机构。表6-6列出了有关执行机构。

表6-6　农业环境政策的执行机构

源自：秦艳红等，2008.

（2）补偿标准

究竟如何确定标准存在各种争议。一种是以成本为基础，计算各种投入。在这种计算中，关于基础设施投入方面的争议较少，它们是通过市场来确定的。对机会成本的评价通常以主要农产品的价格指数为基础。对于农场主投入的劳动力的成本计算是以任务的期限、难度以及农业环境措施占用的时间的百分比为基础来确定的。

（3）补偿范围与目标

以苏格兰为例做一简介。其主要范围是景观保护和生物多样性维持，大体可划分为九大类：如鸟类保护、高生物多样性区保护、湿地景观保护、小区域保护等。

其目标也较广泛，以阿尔卑斯协定（包括奥、法、德、意、瑞士等国家）为例做一介绍。其目标如下所示：

①人口与文化。目标是尊重、保护与促进地区的本土文化发展，促进区内和区外居民的互相理解和合作。

②地区规划。目标是保证经济合理地利用土地和协调整个地区和谐发展，特别是预防自然灾害、保护和恢复生物栖息地等。

③废物管理。目标是发展一套废物收集、利用和处理系统，满足地区特殊地形、地势和气候条件的需求。

④其他还有防止空气污染、土壤保护、水管理、农村自然环境保护、山地农业、山地森林、旅游与娱乐、交通、废物管理等目标。

（4）制裁

在同意加入生态补偿项目之前，申请者必须确保其有能力来执行农业环境计划，如不能按计划进行，专业机构能运用下列方法对其制裁：①对于应付的支付额，预扣所得税；②返回支付额和及利息；③终止任务；④补助金的10%作为额外惩罚；⑤两年之内不准参加其他环境项目。

（5）评估与监测

每一个成员国必须呈递它们对农业环境措施的每年支出的评估报告。它们集中在财政和账户的主体上，比如支出、撤销、结账、支出的调整，基金之间的转移等。对于政策的制定、计划和预算分配的调整，欧盟已确立了一个综合的中期评估报告。在报告中，成员国需提供报告的评估机构并对区域性的生态补偿政策实施效果做一个完整的环境评价。

欧盟对每项工程都设定有具体的监测指标，包括财政和非财政指标，按此指标收集到的所有信息都要报到欧盟。监测委员会、管理和执行机构及其他的组织、申请者在申请这些项目时，就这些指标进行讨论，并确认是否同意以这些指标进行监测。

3）欧盟生态补偿对中国的启示

（1）国家与地区政策要保持一致性

不仅国家与地区政策要保持一致性，整体与地区计划也要保持一致性。要实现这一目标，只能运用分散化决策和计划方法。由于目前的市场没有给环境服务定价，所以农业环境政策是必要的。在很多欧洲专家看来，实际上对环境服务的价值很难精确进行计算，所以必须运用一定的政策工具对其进行补偿，这种补偿必须与社会意愿支付相吻合。

（2）重视监测与评估

由于一些环境影响需要时间来呈现，所以数年的监测和测试是必需的，目的是为了看到趋势。评估各种措施产生的各种影响，尤其是评估环境影响并非易事，如要使评估是科学的，必须要选择适合于单个计划和区域的指标，并在此基础上做出结论。

（3）控制管理成本

在欧盟的生态补偿计划范围内，对于农业环境措施的执行而言，会持续有高的经常性成本和让渡成本。国家性的指标显示成本在9%～45%之间，以及标准变量在±5%范围内变化。

所有形式的政策介入都需不同水平的管理成本。相比较于市场管理政策，农业环境措施被标以很高的执行成本和高交易成本的特征。

（4）教育与经济激励相结合

农场主提供环境服务首先取决于欧盟所提供的经济诱因：很高的补偿支付。农场主有很强的意愿来接受所需要的约束，这些约束会在农业环境措施的运用中碰到。但是，同样的经济补偿，对有一些农民取得的效果更为明显：如受过教育并且获得信息充分的农场主，以及对环境持有积极态度的农场主更愿意保护环境，提供环境服务。

相当多的农场主可能倾向于在他们的合约结束后继续实施农业环境措施。这说明用于维持现行状况的支付水平能有效地防止环境恶化并且那些措施能帮助农场主在边干边学中更好地掌握对环境友善的技术。

6.3.4　森林生态和退耕还林的生态补偿问题

建立生态补偿机制是落实科学发展观、构建和谐社会的重要措施，也是健全生态保护经济激励机制和融资机制的有效手段（李文华，2007；中国21世纪议程管理中心，2007）。

1）生态补偿框架

目前对生态补偿并没有公认的定义，综合国内外学者的研究并结合我国的实际情况，我们认为：生态补偿是保护和可持续利用生态系统为目的，以经济手段为主、调节相关利益关系的制度安排。生态补偿实践与多个部门相关，同时在不同的时间和空间尺度上进行，并存在不同的补偿主体（见表6-7）。

表6-7　生态补偿问题的类型和政策途径补偿方式

源自：李文华，2007.

在生态效益补偿机制框架中，森林生态效益补偿开始最早，取得许多经验，可给其他领域借鉴。

2）森林生态补偿的内涵与范畴

国际上对森林生态补偿的研究是以森林生态系统服务功能研究为基础。分析与评价森林服务功能的价值成为生态学、林学与生态经济学等学科的前沿课题。20世纪80年代初，我国生态学者系统地对森林服务功能进行研究，包括能值量、物理量及价值量的评估。同期，我国的林学工作者也开展了森林资源核算的研究。他们主要以森林价值为主，同时以绿色GDP核算为载体，考虑森林的生态价值。从90年代中期开始进行森林生态补偿研究，包括理论、政策和操作层面。

根据以上研究，国内对森林生态补偿存在下面两种看法。

广义概念：对森林生态环境本身的补偿；对个人或区域保护森林生态环境的行为进行补偿；对具有重要生态环境价值的区域或对象的保护性投入。该层次范围内不仅包括公益林生态补偿，而且包括林业重点工程、森林病虫害防治、防火等。目前，中央每年在这方面直接投资达到400亿元。

狭义概念：仅包括现在进行的公益林森林生态效能补偿基金制度所涵盖的内容。这项基金是对重点公益林管护者发生的营造、抚育、保护和管理付出给予一定补助的专项资金，它结束了我国长期无偿使用森林生态效益的历史，开始进入有偿使用森林生态效益的新阶段。目前，中央每年直接投资20亿元。

国家对天然林保护工程和退耕还林工程所涉及的当地职工与农民进行补偿，为他们所提供的生态效益进行补偿。这应该属于森林生态补偿的中等范畴概念。中央每年直接投资300亿元。

3）退耕还林中的生态补偿政策（中国21世纪议程管理中心，2007）

为了恢复生态、保护环境，确保西部地区乃至中国的可持续发展，自1998年起国家开始实施退耕还林、退牧还草工程。

（1）政策的演进

1999年，时任国务院总理的朱镕基同志视察西南、西北五省，提出“退耕还林（草）、封山绿化、以粮代赈、个体承包”的综合措施。随后，四川、陕西、甘肃三省在1999年率先启动退耕还林、还草试点示范工作，当年完成退耕还林38.15万hm2，宜林荒山荒地造林6.65万hm2。

2000年1月，中央2号文件和国务院西部地区开发会议将退耕还林、还草列为西部大开发的重要内容。3月，国家林业局、计委、财政部联合发出了《关于开展2000年长江上游、黄河上中游地区退耕还林（草）试点示范工作的通知》，这项工作正式启动。

2002年1月10日中央召开的退耕还林电视电话会议正式宣布退耕还林工程全面启动，工程扩大到25个省（区、市）。国家计划2002年退耕还林任务为573万hm2，其中宜耕荒山荒地造林308万hm2。4月11日，根据两年多来的试点试验，国务院下发《关于进一步完善退耕还林政策措施的若干意见》，为把退耕还林工作扎实、稳妥、健康地向前推进，提出了进一步完善退耕还林的若干政策措施。到2002年底，已累计完成退耕还林任务770万hm2，其中荒山荒地造林398万hm2。

到2004年底，我国6年来累计完成退耕还林、荒山荒地造林1　913万hm2（2.87亿亩），陡坡耕种、毁林拓田现象得到有效遏制，森林覆盖率平均提高两个百分点，水土流失明显减轻。同时，国家对这些地区实行粮食或现金补助的政策。据统计，工程实施六年来累计有2　000多万农户、9　700万农民获得退耕还林相关补助。国家已投入资金700多亿元，其中粮食补助资金540亿元，种苗补助140亿元，生活费补助60亿元。

（2）我国退耕还林生态补偿的经验及问题

①以区域为基础进行对象选择

生态补偿应选择最有效的补偿对象，由此可以引申出两条重要原则：一是在各种被选对象中选择成本最低的对象；二是选择只有通过生态补偿才会乐意提供生态服务的对象。

判断我国退耕还林工程布局的合理性，可从分析、比较我国不同地区的农业生产价值入手，考察现有的退耕还林区域是否也正好是那些农业生产价值较低的地方。计算和分析结果显示，在黄土高原和西北地区内，农业耕作活动提供生态服务、产生经济效益、创造就业机会和提供社会保障能力都处于最低一级的水平，因此也理当是实施退耕还林（草）工程的重点区域。

生态补偿对象选择的第二个原则就是激励性原则。任何一项经济活动，其价值包括经济、社会与生态价值三个方面。当经济社会价值与生态价值的增加发生矛盾时，为了实现生态保护目标，对经济活动主体进行补偿是必要的。退耕还林为社会创造了大量生态价值。但是，在实现退耕还林过程中，地方政府和农民都承受了经济和社会价值的损失，所以必须进行补偿。表6-8显示的是各地区经济社会损失与水土保持价值（最直接的生态价值）的对比情况。

表6-8　各地区退耕还林的年度经济社会效益　　单位：元/hm2

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

对比各区域内退耕还林的水土保持效益和社会经济损失可以发现，在单位面积的水土保持效益上各地区的差异不大，而在社会经济损失上各地区的差异较大。这意味着，影响各地区之间退耕还林效益差别的因素主要是退耕还林的社会经济损失。

通过对退耕还林工程的生态、经济及社会效益进行计算和分析，可以判定我国退耕还林布局基本合理。但在各地积极性很高、政府又面临资金约束的前提下，应强化黄土高原、青藏高原、东北和华北地区的有关工程，相应降低南方的工作强度，并且如果必须坚持这些地区的退耕还林，则应给予较高的价值补偿，也即这些地区的单位面积补偿标准应有明显提高。

②以区域机会成本为基础确定补偿标准

在确立补偿标准时，我国采取机会成本法，每亩退耕地所得到的补偿应不低于它因退耕还林所蒙受的净损失。科学合理的补偿标准应具体考虑到这些不同退耕还林区域之间的机会成本差异。

通过退耕还林工程获取生态效益的机会成本基本上就是此前已专门计算的“经济社会损失”（见表6-9），它是指退耕还林所造成的经济价值和社会保障价值的变化之和。表6-9计算了各个区的实际补偿标准，并将它们与当地退耕还林工程的机会成本（也即“经济社会损失”）相比较。

表6-9　各地区退耕还林现有补偿标准

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

比较结果说明：第一，现有分南北两大区域制定的补偿标准，南方的补偿标准高于北方，反映了南方和北方在实施工程时机会成本的大致差异，具有一定的科学性。但是，现有南北两个补偿标准，没有反映各区内部机会成本的实际差异，需要进一步细化和完善。第二，鉴于目前所有退耕还林区的实际补偿标准都不同程度地高于“机会成本”，将来可以根据各地具体情况适当降低补偿标准。基于机会成本的考虑，各地的补偿标准应当在70～180元/亩之间，其中南方地区可高于150元，北方则低于100元。

李文华等（2007）认为森林生态效益补偿标准还应考虑以下几个因素：

一是地域因素。不同地域有不同生态系统服务功能。在制定补助标准时应考虑地域生态系统的重要性及服务功能的差异性。

二是林种、树种的不同。应综合考虑林种、树种、林龄、林分质量，科学地确定森林生态效益补偿的标准。

三是造林方式。有封山育林、飞播造林、人工造林等，要综合考虑其造林成本。

四是地方经济发展水平。应结合地方经济发展水平，因地制宜，给出合理的补偿标准。

③补偿资金的投入与分配

国家对西部退耕还林的补偿期限为：生态林暂定为8年，到期后根据农民收入再补几年，经济林补5年，种草补助2年。这种工程性投入一般都具有期限性，资金投入量大，但缺少持续性。在工程实施中，“重造轻管”现象十分普遍。虽然从工程期看是完成造林种草任务，但在随后的生长过程中，由于没有可见的经济利益或相对应的补助机制，导致管护不足，如果单纯依靠农民个人的投入是远远达不到退耕还林的目的的。由于投入的不足使退耕地不能实现高效利用，造林成活率低、保存率低。林草生长不好，难以起到保持水土的作用，难以使退耕还林农民从退耕地上取得较好的经济收益，从而又可能导致退下来的坡地又出现返耕现象，在工程环境目标的实现上大打折扣。此外，工程性资金具有不稳定性，因为它没有对应固定的财政收入项目，主要是从政府专项拨款、补助或发行国债的收入中实现，当政府财政出现收入不均衡需要削减财政开支时，很可能会影响生态工程财政资金的到位情况。

④区域间利益的协调

从区际协调的角度看，流域生态治理中缺乏有效的机制来协调不同区域的利益。要实现流域生态安全，必须建立全流域生态系统、经济系统、社会系统协调机制，对上游地区的生态保护实施利益补偿，通过宏观调控与管理，强化全流域生态治理。要根据不同区域在生态保护与建设中的作用与地位、环境成本与利益的比较，制定出合理的区域间利益补偿和财政转移支付政策，使上、中、下游地区的经济社会发展与生态保护和建设能够协调一致，形成有效的利益补偿机制和财政转移支付机制；对受益部分进行货币计量，并以受益方的实际受益进行支付，以满足中西部地区生态保护与建设的资金需要，为西部居民提供更多的生态与发展机会。

⑤生态补偿的监管、评估与可持续性

国家实施退耕还林的根本目的是通过以粮代赈来增加植被覆盖、控制水土流失、改善生态环境。治理的重点是江河源头、大江大河两岸、湖泊、水库周围的陡坡耕地和风沙危害严重的沙化耕地。从目前情况看，建设重点不突出的现象比较普遍，一些地区在分解计划时实行利益均摊、任务分散，达不到集中连片治理的目的，不利于规模效益的发挥。同时，对于生态环境脆弱、生态地位重要的区域安排任务过少甚至没有安排任务，急需治理的流域和区域得不到优先治理，违背了先急后缓的原则。

国际经验表明，任何补偿方案要想有效地执行，必须清晰地认识到土地所有者在得到支付时是以真实提供某种服务为交换的。目前在西部生态效益补助资金方案的执行中，林（草）地所有者和经营单位似乎并没有充分认识这一点。基于他们的权利和义务，当他们收到补助资金时并没有对要做的什么进行承诺，如此会导致在获取资金时出现欺骗和误导，进而埋下了未来当参与生态效益补助资金方案的机会成本增加时林（草）地用途转变的隐患。

尽管退耕还林政策中已明确提出“谁退耕、谁造林，谁经营、谁收益”，但是退耕后所营造的林木特别是生态林在补助政策期满后，如何获得经济收益是退耕农户最关心的事。生态林的目标主要是取得生态效益和社会效益，即使能取得经济效益也需要较长的时间。由于退耕还林后的8年后的林木经营利用政策不明确，直接影响退耕农户和其他造林实体营造生态林的热情，若处理不当有可能发生反弹，难以保证退耕还林生态目标的早日实现。在实施退耕还林中，对经济林良种培育及经济林产品后期开发加工等后续产业发展重视不够，与农民利益结合不紧密，直接影响到退耕还林的持久性。

（3）建立科学合理的生态补偿机制和政策（董小君，2007）

①转变观念，用法律制度来保证西部老百姓的生态权和发展权。将“西部生态补偿机制”置于国家战略的地位来考虑。将生态补偿机制从政策层面上升到法律层面，尽早在国家层面出台一部生态补偿法。

②保持政策的稳定性，建立生态补偿长效机制。扩大实施范围，将补助期限延长到20年。将政策转化为制度，当工业化发展至农民离土生存时才中止此项政策。

③建立有利于生态保护的财政转移支付制度。建议在国家财政转移支付项目中增加生态补偿项目。建立“资金横向转移”补偿模式，可以借鉴德国的做法，由两种资金组成：增值税由州分享部分的1/4；财政富裕的州按照统一标准计算结果拨给穷州的补助金。

④科学量化补偿标准。美国退耕项目的补偿资金全部由政府提供，但政府并不统一规定补偿标准，而只是根据实现森林多功能目标建立“环境效益指数”和根据土壤特点调整的租金率（即补偿标准）这两个评价体系，用于估算能反映各地实际情况的租金率。美国政府借助竞标机制和遵循农户自愿原则来确定与各地自然和经济条件相适应的租金率。这种方式确定的补偿标准实际上是农户与政府博弈后的结果，化解了许多潜在的矛盾。

我国制定科学的生态补偿政策有如下两个思路：一是根据生态系统所提供的生态服务来定价；二是根据生态系统类型转换的机会成本（即由于生态保护者要保护生态环境，牺牲了部分发展权）来确定。从目前来看，根据机会成本确定补偿的可操作性较强。但是，从公平性来讲，根据生态服务价值来确定补偿标准更合理。

我国“退耕还林工程”的补偿虽然解决了部分西部地区居民的生活问题，但与瑞典等发达国家对退耕造林实行50%的补助率相差甚远。建议在调整补偿标准时考虑以下因素：

一是通货膨胀的因素。现有退还工程项目每亩补贴50元的种苗及造林费，这是1999年确定的。据林业部门测算，西北地区实际造林成本平均为每亩300元左右，仅苗木费平均就达150元。

二是国家对生态公益林的补偿要考虑原始投资成本。

三是要考虑林地产权及土地价值。

⑤征收“生态税”或“生态附加税”，建立长期稳定的补偿资金来源。课征生态税，可以有效解决生态资源物质补偿和价值补偿的双重关系，可以有效消除市场在生态环境上存在的外部不经济现象。

建议一：“生态税”在内容上应考虑以下因素：西部地区为全国生态安全提供重要生态服务功能，需设置有典型区域差异的税收体制来补偿西部；对严重破坏生态环境的生产、生活方式利用税收予以遏制；对环境友好、有利于生态环境恢复的生产、生活方式给以税收上的优惠。

建议二：在“生态税”未提出之前可以考虑先推出“生态附加税”。此税种类似城建税或教育附加税的形式，其优点在于税源较稳定，征收简便。此税可附在四种主要税种（增值税、营业税、企业所得税、个人所得税）上。如三峡年发电量847亿kW·h时，如果每度电提取生态补偿费5厘就是4.235亿元，仅此一项可以保住28个像云南省徳钦县那样的长江中上游贫困县的原始森林。

⑥明确“生态功能区的区划”，科学界定生态效益的提供者和受益者范围。

⑦建立多元化的生态建设融资渠道。为加快西部生态环境建设，必须坚持责、权、利相结合的原则，建立社会公益事业社会办，国家、集体和个人一起上的多元化投融资机制，制定符合实际的优惠政策和生态效益补偿制，拓宽生态保护与建设的投入渠道。按照“谁投资、谁受益”的原则，鼓励和吸引省内外、国内外投资者投资生态环境和与之相关的经济开发项目，增加西部的造血机能。

⑧补偿基金要预留合理的利润空间。如果补偿标准达不到盈利预期，现有的生产经营者会减少对生态环境建设的投入，没有投入的生态环境经营无论资源数量还是质量都会呈下降趋势。如果国家希望西部生态环境建设目标高于西部地区自身能力能达到的水平，必须由中央政府和东部的富裕地区向西部提供生态环境建设资金。

（4）流域生态补偿及其模式

周映华（2008）认为我国流域生态补偿模式有政府主导、市场交易等模式。这里介绍以下两种。

①政府主导模式

政府主导就是在流域生态补偿中以政府行政手段强制受益方支付给补偿对象的生态补偿模式，其特点是以行政权的行使为主要手段。例如，广东省政府通过财政转移支付等手段补助东江上游地区为保护水源所作的贡献就是这种模式。作为东江支流，河源万绿湖水每年为东江输入优质水源，为下游深圳、香港等沿江流域城市用水提供保障。近年来，为控制湖区原居民对湖区的污染，当地政府禁止居民网箱养鱼和砍伐树木，关停污染严重的小型企业和非法挖采、破坏森林植被的采石场，关闭沿江的大排档和水上餐馆，使水源地的生态环境得到了较好的保护。但是当地传统经济受到较大影响，地方财政收入降低，居民收入水平普遍较低。早在1991年，广东省政府就通过《广东省东江水系水质保护经费使用管理办法》规定对东江上、中游水质保护提供经费补偿，由省政府每年从东深供水工程水费利用总额中提供3%～5%的款项。东深供水工程每年向河源市补偿约3　000万元。此外，广东省政府亦出台多项补偿政策，在经济上扶持当地建设。政府主导模式的优势在于以国家强制力为后盾，补偿保障有力，补偿资金能直接到位。

政府主导模式最大劣势在于受行政区域限制，当政府的财政转移支付不是由上、下游共同的上级政府承担时，补偿就难以实现。当补偿主体与对象为平级政府时，补偿主体出于自身的经济利益考虑，不愿承担补偿的责任，不愿转移支付。因此，从目前的实践情况来看，政府纵向财政转移支付，即由上级政府进行的生态补偿实施成果较好，而横向政府间财政转移支付则难以兑现。例如广东省与江西省之间东江源头的生态补偿问题。2005年6月，《东江源区生态环境补偿机制实施方案》签订，按方案规定，实施流域生态补偿机制，补偿资金来源为中央、省、市、县级政府财政每年一定数额的生态环境补偿资金，并由国家协调建立一种流域上下游区际生态效益补偿机制，由广东省每年从东深供水工程水费中安排1.5亿元资金，用于江西东江源区生态环境保护。但是这份补偿方案至今未能兑现。

②市场交易模式

市场交易模式是补偿双方以平等地位通过协商与谈判，就流域资源的利用与补偿达成交易的模式。市场交易模式在我国流域生态补偿领域还处于刚起步阶段。浙江金华江的水权交易是我国市场交易模式的代表。

金华江开创了我国的第一起水权交易。2001年11月24日，浙江省的东阳和义乌两市首次签订了城市间协议，东阳市将境内横锦水库5　000万m3水的永久使用权让给下游义乌市，成交价格是4元/m3。东阳和义乌，分处金华江上下游，义乌是著名的中国小商品城所在地，20世纪90年代就出现了工业用水和生活用水双双告急的状态，而东阳则水资源较为丰富，拥有两座水库。两市政府经过多轮协商签署了用水权转让协议，东阳市的横锦水库的水通过渠道引入义乌市，义乌市付给东阳市购水款和综合管道费，水库运行、工程维护由东阳市使用综合管理费来运行。在这起水权交易中，位居上游的东阳不是义务地免费为义乌提供优质水资源，而是通过有偿的形式，将水资源转让。一方面下游获得水资源，另一方面上游获得经济利益，有了保护水资源的能力，实现下游对上游水资源保护的生态补偿。

市场交易的模式使流域生态补偿的价值更高，实现更直接。但是其局限性在于交易的前提是水权的明晰和交易成本较低。如果下游不承认上游拥有流域水权，那么交易是无法进行的。如果交易双方谈判的成本高于下游诉诸行政手段请上级政府强制干预的成本，交易也不具可行性。市场交易模式与政府主导模式相比更适合于横向的生态补偿。