王奕淇,李國平

1 長安大學經濟與管理學院,西安 710064 2 西安交通大學經濟與金融學院,西安 710061

流域作為人類社會文明的發(fā)源地,是提供人類可使用淡水資源的主要來源之一,也是自然生態(tài)系統(tǒng)中的重要組成部分之一。隨著我國社會經濟的高速發(fā)展,流域生態(tài)系統(tǒng)遭受破壞的現象也愈發(fā)凸顯。流域生態(tài)系統(tǒng)中的草原過度放牧、森林資源過度開發(fā)等問題頻發(fā),水源涵養(yǎng)區(qū)的涵養(yǎng)水源功能隨著林地、草地面積的遞減而不斷削弱,從而導致流域生態(tài)服務供給不足[1]。在2016年4月大自然保護協(xié)會發(fā)布的《中國城市水藍圖》報告中,中國有2/3的城市水資源供不應求,17%的城市水資源嚴重短缺。在對北京、上海、廣州等30個大中型城市集水區(qū)水質的檢測中,73%的水源集水區(qū)水質遭到中度到重度污染。

面對日益嚴峻的流域生態(tài)服務供給不足、使用過度的問題,建立完善的流域生態(tài)補償機制成為必然。對流域上游進行補償可激勵其保護水生態(tài)環(huán)境和保證水質、供給良好的生態(tài)服務,有效提高生態(tài)服務供給方保護生態(tài)的積極性。2017年10月習近平總書記在十九大報告中也明確提出,健全河流湖泊休養(yǎng)生息制度,建立市場化、多元化的生態(tài)補償機制。而準確核算流域生態(tài)服務價值供給的補償標準是建立科學的流域生態(tài)補償機制的關鍵要素。

國外關注生態(tài)環(huán)境問題的經濟學家很早就基于生態(tài)服務價值探索生態(tài)補償標準的確定問題。1997年,Costanza等對生態(tài)系統(tǒng)服務價值的評估起到劃時代的作用,認為全球每年生態(tài)功能的經濟價值約為33萬億美元[2]。此后,越來越多的學者開始評估生態(tài)服務價值,并將測算得到結果視為補償標準。如Macmillan等[3]提出生態(tài)服務價值的評估與提供生態(tài)服務的居民付出的機會成本直接相關,對居民的補償應與其供給的生態(tài)服務價值相符；Kreuter等[4]根據Costanza等[2]提出的生態(tài)系統(tǒng)服務類型與單價體系,利用Landsat Mss影像數據對德克薩斯州貝爾縣的土地利用變化下的生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行評估；Monarchova和Gudas[5]、Yoshino等[6]分別采用條件價值法對不同流域的生態(tài)環(huán)境改善所增加的經濟價值進行估算,并將測算得到的結果視為補償標準。

國內學者對基于生態(tài)服務價值確定生態(tài)補償標準問題的研究也處于多角度與多方法的狀態(tài),學者們利用這些方法針對不同區(qū)域或者不同生態(tài)要素進行具體的生態(tài)服務價值估算。如劉雪林和甄霖[7]利用條件價值法對涇河流域水源地居民為供給生態(tài)服務而損失的經濟利益進行評估,認為對居民的補償應能彌補其遭受的損失。韓美等[8]運用市場價值法、成果參數法等方法測算了黃河三角洲濕地的生態(tài)價值損失量,并將該損失量視為制定生態(tài)補償標準的依據。周晨等[9]在謝高地等[10]對生態(tài)服務功能當量研究基礎上,運用當量因子法評估了南水北調中線工程水源區(qū)的生態(tài)服務價值,將評估得到的生態(tài)服務價值視為補償的標準。孟雅麗等[11]利用汾河流域土地利用遙感影像的解譯數據,測算得到其生態(tài)服務價值并確定進行補償的優(yōu)先級。

可見,學者們通常是將測算得到的生態(tài)服務價值視為補償的標準,鮮有學者從公平的視角出發(fā),考慮補償標準應在生態(tài)服務價值供給的基礎上剔除本地區(qū)的自身消費。伏潤民和繆小林[12]提出當供給主體在剔除自身消費后還能夠向全社會提供其剩余生態(tài)服務價值時,供給主體在保護環(huán)境過程中遭受的損失應得到補償,剩余生態(tài)服務價值的數值即為補償標準。因此,本文首先對流域生態(tài)服務供給方的供給行為和補償標準的評估依據進行理論探討,然后在理論分析的基礎上利用當量因子法評估流域上游供給的生態(tài)服務價值,并結合水足法測算并剔除上游自身消耗的生態(tài)服務價值,最終得到流域上游應獲得的補償標準。

1 理論分析

1.1 流域生態(tài)服務供給方的供給行為分析

流域生態(tài)服務供給方是指承擔流域生態(tài)建設和環(huán)境保護成本、供給流域生態(tài)服務的主體。Pagiola等[13]認為生態(tài)服務供給方給社會提供生態(tài)服務,帶來正的社會收益,負的私人收益,且社會收益和私人收益的總和為正。Greiner等[14]認為人類福利受生態(tài)服務供給的直接影響,生態(tài)服務價值供給方的生態(tài)保護和環(huán)境修復行為給社會提供了大量的自然資源和生態(tài)環(huán)境價值,極大提升人類福利。

供給方的生態(tài)保護行為會產生外部經濟,即其不僅無法獲得生態(tài)保護產生的所有收益,還需承擔生態(tài)保護產生的成本。尤其是流域上游地區(qū)通常是一些經濟發(fā)展水平較為落后的地區(qū),其保護生態(tài)環(huán)境的行為制約了經濟發(fā)展,付出的成本得不到合理補償。在生態(tài)保護成本無法得到合理補償的情況下,由于上游居民在生態(tài)保護活動中追求的是私人收益最大化,就會相應減少這種產生正外部性的活動或行為,導致生態(tài)環(huán)境保護和生態(tài)服務供給不足。

她像一片紫色花瓣圍繞著手術刀飛舞。在她的瞳孔里，我望見自己死去的靈魂，她說：“我痛恨世界上所有的男人除了你，你和他們不一樣，對嗎？”

(1)

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1.2 流域生態(tài)補償標準的評估依據

圖1 資源保護與補償模型Fig.1 Resource protection and compensation model A代表剔除自身消費的生態(tài)環(huán)境價值后，生態(tài)保護者所提供的生態(tài)環(huán)境價值；B代表生態(tài)保護者自身消費的生態(tài)環(huán)境價值；O*代表社會最優(yōu)的資源保護程度；X1代表上游在無管制的情況下，不考慮資源的邊際社會效益做出的決策；MM′代表資源保護者每提高一單位的資源保護程度而增加的社會成本；NN′代表資源保護者每提高一單位的資源保護程度而帶給自身的內部效益的變化量；LL′代表資源保護者每提高一單位的資源保護程度而增加的邊際社會效益

借鑒Fischel[15]的土地使用管制模型,對流域生態(tài)補償標準進行評估。如圖1所示,MM′、NN′、LL′分別代表資源保護者每提高一單位的資源保護程度而增加的社會成本、帶給自身的內部效益等變化量以及增加的邊際社會效益。根據供需理論,MM′即為上游對水生態(tài)資源保護的供給曲線,其邊際內部成本與保護水生態(tài)資源的邊際社會成本相等,其與生態(tài)資源保護程度(橫軸)之間的面積代表上游為保護水生態(tài)資源所遭受的凈損失,也流域上游為保護環(huán)境付出的機會成本。LL′即為社會對于水生態(tài)資源保護的需求曲線,其與生態(tài)資源保護程度(橫軸)之間的面積代表社會對于保護水生態(tài)資源的意愿支付。圖1中,MM′和NN′的交叉點X1是上游在無管制的情況下,不考慮資源的邊際社會效益做出的決策,此時,邊際內部成本與邊際內部效益相等,上游的利潤實現最大化。LL′與MM′的交叉點O*代表社會最優(yōu)的資源保護程度,是政策決定者的目標。實施流域生態(tài)服務價值補償的目標是使流域上游資源保護程度由X1到達效率點O*,按此要求,必須對資源保護者進行如圖中A或A+B的補償。補償A+B時,是對資源保護者供給的所有生態(tài)環(huán)境價值進行補償,貨幣化后即為生態(tài)保護行為的生態(tài)環(huán)境價值；補償A時,是對生態(tài)保護者提供的生態(tài)環(huán)境價值剔除自身消費的基礎上進行補償,貨幣化后為生態(tài)保護行為的生態(tài)外溢環(huán)境價值,即為上游的生態(tài)服務價值扣除生產生活中使用后的剩余部分,即剩余生態(tài)服務價值。

至于補償A還是A+B,蕭代基等[16]提出,最終的補償標準取決于生態(tài)環(huán)境價值供給方與需求方的談判能力。本文認為,在目前生態(tài)補償機制不健全的背景下,流域生態(tài)服務需求方對供給方給予補償的不作為,對供給方的生態(tài)保護行為造成巨大影響,需求方具有“不補償”的強勢威脅,在談判中處于優(yōu)勢地位。此外,根據伏潤民等[12]的分析,當供給主體在剔除自身消費后還能夠向全社會提供其剩余生態(tài)價值,即存在生態(tài)外溢價值,供給主體在保護環(huán)境過程中遭受的損失應得到補償,激勵其更好的保護生態(tài)環(huán)境,提升行為的邊際收益。因此,綜合考慮,流域生態(tài)補償標準應以生態(tài)環(huán)境價值為依據,為實現社會公平對流域上游補償A。

2 實證模型構建

2.1 生態(tài)服務價值供給評估

Costanza等[2]對生態(tài)系統(tǒng)服務價值的評估將生態(tài)服務價值的研究推向高潮。2014年Costanza等人又重新對其1997年所測算的全球生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行測算,發(fā)現生態(tài)系統(tǒng)單位面積的生態(tài)價值發(fā)生變化[17]。由于Costanza等的方法是基于全球尺度,與中國的實際情況存在誤差,為降低該方法在中國應用時的偏誤,謝高地等[10,18]在Costanza等人研究的基礎上,提出新的生態(tài)服務價值當量因子體系。詳見表1。

表1 生態(tài)系統(tǒng)的單位面積生態(tài)服務價值當量

鑒于本文主要是對中國的流域生態(tài)服務價值進行研究,因此主要參考謝高地等人提出的生態(tài)服務價值當量體系。由于謝高地(2015)[18]提出的當量因子表結合了專家經驗構建的不同類型生態(tài)系統(tǒng)服務價值的基礎當量和全國尺度生態(tài)系統(tǒng)服務價值及其動態(tài)變化的綜合評估,是對謝高地(2008)[10]的修訂和補充,因此利用謝高地(2015)[18]提出的當量因子表評估渭河上游供給的生態(tài)服務價值。在表1的基礎上,將6種生態(tài)系統(tǒng)的單位面積生態(tài)服務價值當量分別乘以單位生態(tài)服務價值當量因子的經濟價值量,可得到6種生態(tài)系統(tǒng)的單位面積生態(tài)服務價值,而單個生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)服務價值為對應的單位面積生態(tài)服務價值與生態(tài)系統(tǒng)面積(hm2)的乘積[19]。最終可通過加總研究區(qū)域的各單個生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)服務價值,得到研究區(qū)域的總生態(tài)服務價值：

Yi=UF×XF+UL×XL+UM×XM+UW×XW+US×XS+UN×XN

(5)

式中,UF、UL、UM、UW、US、UN分別代表森林、草地、農田、濕地、河流/湖泊、荒漠的單位面積生態(tài)服務價值,XF、XL、XM、XW、XS、XN分別代表森林、草地、農田、濕地、河流/湖泊、荒漠的面積。

2.2 生態(tài)服務價值自身消費

流域生態(tài)補償標準是由上游供給的生態(tài)服務價值扣除自身消費所得到,文章采用水足跡模型測度流域水資源消費系數,將其作用于上游供給的生態(tài)服務價值,得到自身消費的生態(tài)服務價值。Hoekstra和Hang[20]提出水足跡是某個已知人口的國家或地區(qū)在一定時間內消耗的所有產品與服務所需要的水資源數量,它從消費的角度反應一個國家、一個地區(qū)或者一個人真實占用水資源的情況。

構建基于水足跡的生態(tài)服務價值自身消費模型,通過將流域水資源需求(水足跡)和水資源供給(水資源可利用量)相比較得到生態(tài)服務價值消費系數,測算上游居民對水生態(tài)系統(tǒng)的利用程度,將其作用于流域生態(tài)服務價值,得到自身消費的流域生態(tài)服務價值[21],詳見式(6)。

(6)

式中,Di代表上游自身消費的生態(tài)服務價值,Yi代表上游供給的生態(tài)服務價值,WDi、WSi分別代表流域水資源需求(水足跡)、水資源供給(水資源可利用量)。

3 實證結果與分析

3.1 研究區(qū)域概況

渭河河源至寶雞峽為上游,包括天水市和定西市。渭河上游處于中國經濟欠發(fā)達地區(qū),經濟發(fā)展水平整體偏低,2015年渭河上游的平均人均GDP水平僅占下游的29.29%,平均城鎮(zhèn)居民可支配收入占下游的66.33%,平均農村人均純收入占下游的53.03%,各項經濟發(fā)展指標低于流域下游的平均水平。近年來,上游地區(qū)全面加強了渭河流域水生態(tài)環(huán)境的生態(tài)保護工作,例如水資源污染治理、建設生活污染治理設施、水土流失治理等。但由于地方政府的財力較為薄弱,且流域生態(tài)環(huán)境保護是一個長期、耗財的工程,上游地區(qū)保護與建設生態(tài)環(huán)境的資金不足,水生態(tài)環(huán)境保護的形勢嚴峻。同時,為保證渭河流域的水質,上游地區(qū)在工業(yè)、農業(yè)等方面都做出了巨大犧牲,限制了當地的經濟發(fā)展。為保證流域生態(tài)保護政策的實施不引起當地的抵抗情緒、保障上游地區(qū)的發(fā)展權益和人民切身利益,以及引導當地進行生態(tài)環(huán)境的保護與建設,需要對流域上游保護生態(tài)環(huán)境所供給的生態(tài)服務價值進行補償。

3.2 渭河上游生態(tài)服務價值供給測算

森林、草地、農田、濕地、河流/湖泊、荒漠的面積主要來源于《甘肅發(fā)展年鑒》(2007—2016)、《中國環(huán)境統(tǒng)計年鑒》(2007—2016)、《渭河流域重點治理規(guī)劃》。至于單位生態(tài)服務價值當量因子的經濟價值量的確定,采用李國平等[19]利用農業(yè)生產資料價格指數確定單位生態(tài)服務價值當量因子的經濟價值量的方法。最后,根據所獲得的數據測算得到2006—2015年渭河上游供給的生態(tài)服務價值,詳見表2。

表2 渭河流域上游生態(tài)服務價值供給估算/億元

由表2可知,渭河流域上游森林、草地、農田、濕地、河流/湖泊、荒漠等六類生態(tài)系統(tǒng)服務價值在2006—2015年這10年間總體呈遞增趨勢,分別由2006年的3.22、8.23、0.40、0.89、45.28、0.26億元增加到2015年的7.64、12.40、0.57、1.68、65.51、0.36億元,其中河流/湖泊生態(tài)系統(tǒng)在六類生態(tài)系統(tǒng)中供給的服務價值最高,在2006—2015年間占總生態(tài)服務價值的比重超過50%。渭河上游供給的總生態(tài)服務價值也是逐年遞增,由2006年的58.28億元增加到2015年的88.17億元,增加了51.29%,說明上游為保護與建設流域生態(tài)環(huán)境不斷做出努力,給流域整體供給的生態(tài)服務價值逐年增長。

3.3 渭河上游生態(tài)服務價值自身消費

對于渭河上游地區(qū)水足跡的測算,通常從農業(yè)、工業(yè)、居民生活和生態(tài)環(huán)境用水量等4個方面測算,而單位產品虛擬水含量的確定是測算上游地區(qū)水足跡的關鍵。由于工業(yè)產品種類紛雜,且虛擬水實際消耗的水量較小,因此常常對工業(yè)產品的虛擬水含量忽略不計,只計算工業(yè)產品的實際用水量[21]。農業(yè)是世界上最大的水資源利用部門,用水量占全球總用水量的比例高達80%,各類農產品實際蘊含了大量的虛擬水[22]。單位產品虛擬水含量的計算一般采用世界糧農組織(FAO)推薦的標準彭曼公式和CROPWAT模型獲得[20],單位產品虛擬水含量與產品消費量的乘積為虛擬水量[23-24]。數據來源主要來源于《甘肅發(fā)展年鑒》(2007—2016)、《甘肅省水資源公報》(2006—2015)。2006—2015年渭河流域上游地區(qū)的水足跡見表3。

表3 2006—2015渭河流域上游地區(qū)自身消費情況

由表3可知,2006—2015年流域上游地區(qū)的水足跡分別為41.70、39.45、38.61、36.99、35.15、33.14、32.86、31.18、31.57、33.97億m3,總體呈下降趨勢,說明流域上游對流域生態(tài)系統(tǒng)的消費程度不斷下降,這可能是源于上游為給下游供給更多的生態(tài)服務價值,實施水資源環(huán)境保護和產業(yè)結構調整而關停污染企業(yè)或外遷工業(yè)企業(yè),降低自身的水資源需求。同時,可以看到流域上游的生態(tài)服務價值消費系數總體呈先上升后下降趨勢,在2006年和2013年分別達到最高和最低,為0.78和0.44,這與當年的水資源供給密切相關。

將生態(tài)服務價值消費系數作用于當量因子法測算得到的流域生態(tài)服務價值供給,得到2006至2015年流域上游自身消費的生態(tài)服務價值分別為45.46、36.02、51.82、44.91、43.35、42.53、40.64、39.01、50.93、44.09億元?？芍?流域上游自身消費的生態(tài)服務價值總體呈現一個較為平緩的趨勢,由2006年的45.46億元到2015年的44.09億元,變化幅度不大。詳見表4。

表4 流域上游生態(tài)服務價值自身消費/億元

3.4 流域生態(tài)補償標準測算

伏潤民和繆小林[13]認為若生態(tài)環(huán)境供給主體在剔除自身消費后,還可向其它地區(qū)提供其剩余生態(tài)服務價值,也即某地區(qū)的生態(tài)服務價值扣除該地區(qū)自身消費的生態(tài)服務價值后還存在剩余,那么該地區(qū)就存在正的生態(tài)服務外溢價值,理應獲得補償,生態(tài)服務外溢價值的數值即為補償標準。利用當量因子法測算得到渭河流域上游供給的生態(tài)服務價值,在此基礎上利用水足跡法剔除上游自身消費的生態(tài)服務價值,可以得到上游供給的剩余生態(tài)服務價值,即上游應獲得的補償標準,詳見表5。

表5 流域生態(tài)補償標準/億元

由表5可知,2006—2015年流域上游應獲得的補償標準分別為12.82、23.03、19.17、26.38、30.13、39.25、45.82、49.66、36.88、44.09億元,總體呈增長趨勢,說明上游供給的剩余生態(tài)服務價值在不斷增加,即上游為保護流域生態(tài)環(huán)境不斷付出努力。為保證流域整體的公平與效率,上游供給的生態(tài)服務價值應獲得足額補償,才能更好地激勵上游生態(tài)環(huán)境的保護與生態(tài)服務價值的供給。

4 結論與建議

本文基于理論分析框架中以生態(tài)環(huán)境價值作為流域生態(tài)服務價值補償標準的評估依據,以渭河流域為例,對流域上游供給的剩余生態(tài)服務價值進行測度,得到流域上游應獲得的補償數額。首先,通過利用當量因子法測算渭河上游2006—2015年的生態(tài)服務價值供給,發(fā)現流域上游供給的生態(tài)服務價值總體呈上升趨勢,說明上游為保護與建設流域生態(tài)環(huán)境付出更多的投入或成本；其次,構建流域生態(tài)服務價值自身消費的評估模型,利用水足跡法確定流域上游2006—2015年間自身消費的生態(tài)服務價值,發(fā)現流域上游地區(qū)的水足跡總體呈下降趨勢,說明上游地區(qū)對流域生態(tài)系統(tǒng)的消費程度不斷下降；最后,在上游供給的生態(tài)服務價值的基礎上,剔除上游自身消費的生態(tài)服務價值,得到上游給下游供給的剩余生態(tài)服務價值, 2006—2015年渭河上游應獲得的補償標準分別為12.82、23.03、19.17、26.38、30.13、39.25、45.82、49.66、36.88、44.09億元。渭河上游應獲得的補償標準總體呈上升趨勢,從2006年的12.82億元上升至2015年的44.09億元,說明上游為保護流域生態(tài)環(huán)境不斷付出努力,給下游不斷增加剩余生態(tài)服務價值的供給。

針對以上結論,提出以下建議：

一是合理確定流域生態(tài)補償標準。在不同階段同一客體供給的流域生態(tài)服務價值是不同的,流域生態(tài)服務供給會隨著區(qū)域社會經濟的發(fā)展水平的升降而不斷變化。在經濟社會發(fā)展水平較低的時期,流域上游影響流域生態(tài)環(huán)境的活動并不頻繁,對上游發(fā)展經濟的限制造成的損失較小,提供的流域生態(tài)服務價值也較低,自然應受的補償也較小。在經濟社會發(fā)展水平較高時期,流域上游利用當地特有的資源稟賦,發(fā)展區(qū)域經濟,此時對上游發(fā)展經濟的限制造成的損失自然會提高,上游供給的生態(tài)服務價值也會提高,應獲得的補償也較高。因此,應對生態(tài)服務價值供給方按照差異化的補償要求,實施動態(tài)的生態(tài)服務價值補償標準。

二是擴大中央政府與地方政府的縱向與橫向轉移支付。流域上游通常是經濟發(fā)展落后的地區(qū),上游地方政府的財政收入水平有限,而上游常常由于服從當地水源保護的需要而限制當地工業(yè)發(fā)展,進一步制約了當地的經濟增長,使其同時面臨生態(tài)環(huán)境保護成本增加和機會成本損失的雙重壓力。為了激勵上游保護與建設流域生態(tài)環(huán)境,一方面,中央政府應加大對上游的一般性和專項財政轉移支付,提高上游政府的基本財政收入水平,保證財政支出能力；另一方面,由于下游通常是經濟較為發(fā)達的地區(qū),下游在進行大規(guī)模工業(yè)化和城鎮(zhèn)化開發(fā)的同時,也無償享有上游供給的生態(tài)服務價值,下游應根據自身享有的生態(tài)服務價值數額,結合自己的財政情況,盡量擴大對上游的橫向轉移支付。同時,下游除向上游提供資金支持外,還應在技術、人力交流等方面提供便利,促進上游自身的發(fā)展能力。

三是加強跨區(qū)域的協(xié)作機制建設。應積極探索流域生態(tài)服務價值補償的模式,加強跨區(qū)域的協(xié)作機制建設,逐步建立在中央政府協(xié)調監(jiān)督下的流域各利益相關方的自愿協(xié)商與水資源市場的交易制度,推進上、下游間的跨區(qū)域協(xié)作機制建設。上、下游區(qū)域政府之間應根據自身的自然資源稟賦以及區(qū)位優(yōu)勢,建立互惠合作的機制,實現產業(yè)轉移及功能互補。上、下游政府間采取協(xié)商的辦法,以生態(tài)規(guī)劃的理念為指導,吸收相關專家與民眾的意見,共同訂立流域的整體規(guī)劃。從全流域生態(tài)系統(tǒng)的整體出發(fā),在流域生態(tài)閥值內統(tǒng)一考慮上、下游之間各產業(yè)的合理布局。另外,由于在跨區(qū)域的流域生態(tài)服務價值補償過程中,僅僅依靠上、下游地方政府很難實現社會效用最大化,因此中央政府應加強對上、下游跨區(qū)域協(xié)作的監(jiān)管,努力推進流域生態(tài)服務價值補償以實現社會效用最大化。