区域生态补偿均衡定价机制及其理论框架研究

丁振民　姚顺波

摘要 首先从土地利用转移的视角，运用经济学效用理论构建生态用地-经济用地的权衡系统，并以此推演出区域生态补偿定价机制的理论模型与分析框架;然后，在保证生态系统平衡以及剥离自然因素对生态系统服务间接使用价值的影响之后对现有区域生态补偿的均衡定价方式进行修正。研究结果：①以间接使用价值为计算基础和剔除自然因素对生态环境的破坏可以有效防止区域生态补偿定价的高估，并且遵循生态补偿的基本原则。②从省级研究区域来看，坡度、坡向等地形因素对单位面积生态系统服务间接使用价值产生非常显著的正向影响，即坡度越高、越靠近阳坡的地方生态环境水平越高。整体来看，气温在5%的生态显著性上对单位面积生态系统服务间接使用价值产生正向影响，并且暖湿区域气温对单位面积生态系统服务间接使用价值的边际贡献大于干旱区域气温的边际贡献，而降水量对单位面积生态系统服务间接使用价值影响不显著。③人均生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值的边际贡献为-6.989，即人均生态足迹增加1 hm2，单位面积上的生态系统服务间接使用价值减少6.989元。④2015年生态补偿的总金额达到813.496亿元，平均每年增加54.179亿元，并且支付重心沿着“东北-中部-西北”的V型路径进行转移。生态补偿区逐渐突破胡焕庸线，社会发展与资源环境处于严重失衡的状态，特别是西北地区由生态受偿区变为生态补偿区。表明在生态脆弱性和敏感性的作用下，西部地区生态系统的可持续能力与修复能力在不断恶化。

关键词 区域生态补偿;均衡定价;理论框架;土地利用转移分析框架;生态足迹

中图分类号 F062.1

文献标识码 A文章编号 1002-2104（2019）09-0099-10DOI：10.12062/cpre.20190401

改革开放以来，中国经济在取得举世瞩目成就的同时，生态环境保护与经济社会发展之间的矛盾愈演愈烈[1-2]。生态环境问题不仅制约着社会经济的持续发展，而且加剧了由于生态保护成果不合理分享导致城乡之间和地区之间发展的不平衡和不协调[3]。探索区域间以地方政府为主导的横向生态保护补偿机制是生态文明建設的重要命题与区域协调发展的制度供给[4-5]，受到各级政府的高度重视以及学者们的广泛关注。

生态补偿定价标准是区域生态补偿的核心问题，即如何通过公平合理的制度设计以实现可持续发展的目标。一般来看，目前生态补偿标准主要通过机会成本法和生态系统服务价值法进行确定[6]。在微观层面，虽然以机会成本计算较为简单、应用比较广泛，但是由于补偿对象异质性及买卖双方的信息不对称等问题的存在，导致生态补偿的标准往往不能体现公平与效率[7]。在区域层面，大多数研究以生态系统服务价值作为区域生态补偿定价标准的依据[8-13]。一些学者按照生态系统服务价值量和污染物治理成本为基础计算生态经济剩余价值作为衡量跨区域生态补偿的标准[10-11];虽然这种补偿定价标准计算简单方便，但不能满足生态系统平衡的目标并且导致生态补偿标准的高估。考虑到生态系统平衡的条件以及支付能力，多数研究以区域生态系统服务价值量为计算依据，并把承载力系数与以经验假设为基础的经济调节系数当作计算的权重因子以防止生态补偿标准的高估[12-13]。虽然以生态系统平衡为目标，但是由于分摊系数选取缺乏理论基础，在标准制定上存在一定的主观性[14]。生态补偿定价标准过高可以归因以下两个方面：一是把生态系统提供的所有价值均计算在内，并未真正把以维护生态系统平衡为目标的间接使用价值进行剥离;二是把所有影响生态系统服务功能的因素都归结为人类活动，忽略了自然条件以及资源禀赋的初始条件带来的生态系统的脆弱性，违背了“谁破坏、谁付费”的基本原则。诸多学者对区域生态补偿标准进行了积极的探索，但由于缺乏相关理论的支撑，尚未形成对区域生态补偿标准合理性的统一认知。

为此，本文首先从土地利用转移的视角，构建生态用地-经济用地权衡系统;其次，在保证生态系统平衡的条件下，纳入自然因素等控制变量，运用计量模型剥离人类间接使用的生态系统服务消耗系数;最后估算中国各省（区）的生态补偿金额以及探索时空格局变化，以期为生态环境治理与区域协调发展提供一个更加合理的参考。

1 理论构建

人类是生态系统的一个组成部分，它们通过改变土地利用的方式、模式、规模和强度来权衡生态系统服务，从而导致其福利的改变[15]。因此，本文运用经济学效用理论构建生态用地-经济用地的权衡系统，探索土地利用转移的一般规律以及在人与自然之间相互作用的机理，并以此推演出区域生态补偿定价机制的理论模型与分析框架。

根据土地主体功能划分标准，水域、林地、草地以及未利用地属于生态用地建设范围，而耕地与城乡建设用地由于具有较多的经济功能划分为经济用地[16]，如图1所示。在经济理性基本的假设前提下，若无外部政策干预并且存在外部机会时，土地所有者或者使用者一般会权衡利弊由生态用地转移到经济用地以增加产出水平。然而，上级公共权力考虑到经济活动对可持续发展的负外部性影响，一般会强有力地介入到土地利用转移的过程中;采取惩罚或者补贴的经济手段，以引导土地所有者或者使用者由经济用地向生态用地转变，以提高生态系统服务供给能力。

土地资源具有稀缺性和有限性，区域土地资源用于经济用地增加必然减少其成为生态用地的可能性;那么土地主体功能的改变，必然导致土地本身所具有的主要价值类型发生变化。因此，在土地利用转移分析框架的基础之上，建立生态用地-经济用地权衡模型以分析生态用地与经济用地之间的关系，如图2（a）所示。假设给定土地所有者或者使用者效用水平为u0，那么其直接效应函数满足u（x，y）≥u0，其支付的经济成本e（a，b，u0）=ax+by（式中，x表示经济用地面积，y表示生态用地;a、b分别为经济用地和生态用地开发的成本系数，a>0，b>0）。土地所有者或者使用者支出最小化的目标函数为L=ax+by-λ[u（x，y）-u0]，则其支出最小化的均衡条件为a/b=（u/x）/（u/y）=-dy/dx。但是对于土地所有者或者使用者而言很难测算其偏好及其效用函数，为此寻求替代技术来解决，如图2（b）。生态用地提供给人类最多的是维护生态系统平衡的间接使用价值。而在土地资源稀缺的条件下，经济用地的增加会必然会挤占生态用地的空间，表现为对自然生态空间的需求，即生态占用（生态足迹）[17]，那么生态足迹（ecological footprint，ef）、间接使用价值（indirect use value，iuv）可以分别表示为经济用地与生态用地的函数，即ef=τ（x），iuv=ω（y）并且满足τ/x>0，ω/y>0。则间接使用价值与生态足迹的边际替代率为diuv/def=-（w/y）/（τ/x）·（a/b）<0（证明：a/b=-dy/dx=

-（diuv/（w/y））/（def/（τ/x））

diuv/def=-

（w/y）/（τ/x）·（a/b），则表明生态系统服务间接使用价值是生态足迹的减函数，增加一个单位的生态足迹导致

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）个单位的生态系统服务间接使用价值的减少。这样就可以有效地把生态足迹对生态系统服务间接使用价值的边际贡献剥离出来。对于具有经济理性和生态理性的政府而言，在生态系统平衡的前提条件下是最优的发展选择，也是区域生态补偿的核心原则。所以，单个区域达到生态系统平衡时需要支付（接受）的生态补偿即为

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）·（ef-ec），即生态足迹的边际贡献乘以生态赤字（盈余）。

2 模型建立与数据来源

2.1 模型建立

2.1.1 生态系统服务间接使用价值的计算

生态系统服务是指通过生态系统的结构、过程和功能直接或间接提供的生命支持产品和服务，包括人类生活所必需的生态产品和保证人类生活质量的生态服务[18]。生态补偿的目的并不是为人们提供更多的生态产品，而是使生态系统为人类提供更多的生态系统服务即生态系统的调节服务与支持服务。Costanza[18]按照生态系统服务能否在市场中进行直接交易分为市场价值与非市场价值;生态系统服务的市场价值可以在市场交易转化为货币，这部分价值具有私人产品的价值属性可以通过市场进行弥补，不属于公共物品的范畴;在生态补偿量的确定中仅需对非市场价值部分进行弥补就可以[19]。但非市场价值中的文化娱乐价值是否应该作为生态补偿的基础还存在一些争议。严格意义上来讲，文化娱乐价值可以通过产权安排进行私有化的办法按照市场交易机制进行供给。在某种程度上文化服务还难以成为纯公共物品或者服务，比如開辟收费的旅游景区等环境公共物品。区域生态补偿的目的是为了可持续发展，其必要的前提是保持生态系统的完整性，而生态系统的完整性更依赖于生态系统的调节服务与支持服务功能。调节服务与支持服务功能是人类生存的必要条件，也是供给和文化服务功能产生的基础。所以本文建议以生态系统服务间接使用价值作为区域生态补偿的基础。本文以“中国陆地生态系统单位面积生态系统服务价值当量”为标准[20]，基于中国1990—2015年平均粮食产量水平对陆地单位面积生态系统服务价值当量进行系数修正，确定其单个生态当量的价值为1 611.733元/hm2（2015年的价格）;然后计算单位面积中国陆地生态系统服务的间接使用价值（相似地类合并的具体处理方式见文献[21]）;城乡建设用地的价值当量系数参考Costanza等[18]的研究成果，如表1。

考虑到生态系统服务的间接使用价值在不同区域上缺乏可比性，本文采用区域单位面积生态系统服务所提供的间接使用价值作为生态环境质量的指标：

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

式中，iuvi为区域i单位面积生态系统服务所提供的间接使用价值;zij是区域i第j种土地利用类型的面积，vcij是区域i调整后的第j种土地利用类型的间接使用价值系数，si为区域i的总面积。

2.1.2 能值生态足迹的测算

生态足迹核算方式的差异导致生态补偿主体分摊成本合理性存在争议。在生态补偿中比较具有争议的地方在于生物足迹的核算，按照Wackernagel[22]定义的消费性生态足迹计算生态补偿会造成生物质产品生产较少而生物质产品消费较多的地区的生态补偿标准虚高，同时造成生产生物质产品较多而消费较少的区域的生态补偿标准较低。当存在生物质资源赤字时，区域生物质资源的消费量来自于本区域生产以及进口两个方面。本区域已经对进口所获得的生物质产品进行付费，弥补了出口区生物质资源的生产成本或者环境损耗，无须在生态补偿中再次计算。另外，进口获得的生物质资源并不会对本区域的生态环境造成占用，所以无须将其计入生态补偿。当本区域生物质资源存在盈余时，部分生物质资源存在出口到其他区域或者留存以备未来消费两种处理方式。无论是出口的生物质资源还是留存的生物质资源均占用了本区域核算期间的生态环境资源，均应计入当期的生态补偿中。所以，袁欢等[23]建议以生态足迹为基础计算生态补偿金额时应以生产性而非消费性生态足迹对生物质产品进行核算。本文生物性资源与能源类消费资源分别按照生产性生态足迹和消费性生态足迹进行核算。根据中国实际的生产情况，本文选取的生物性资源生产性项目主要包括农产品（谷物、豆类、薯类、油料、麻类、甘蔗、甜菜、烟叶以及蔬菜9项）、水产品（共计1项）、林产品（茶叶、香蕉、苹果、柑橘、梨、葡萄以及木材7项）、草产品（牛肉、羊肉、牛奶以及禽蛋4项）;能源消费项目主要包括煤炭、原油、天然气、汽油、柴油以及电力。

能值生态足迹可以充分考虑到物质循环与能量流动两方面的因素，利用能值转换率统一将所有的自然资源转化为太阳能值，以克服均衡因子、产量因子以及全球平均生产力等存在区域和时间差异的问题[24]。在能值生态承载力的计算中只考虑了太阳能、风能、雨水化学能、雨水势能和地球旋转能等5种可更新资源。由于太阳能、风能、雨水化学能、雨水势能具有同一性质，为了避免重复计算，在太阳能所转化的四种能量当中选取最大的某一类能值与地球转动能之和作为区域可更新资源的太阳能值。

需求模型：人均生态足迹核算

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

efi为区域i人均生态足迹，aik为区域i人均第k类能源的面积，cik第k类能源的人均能值，pi是区域平均能值密度;根据世界环境与发展委员会的报告，常数0.88表示用以扣除12%的生物多样性用地的修正系数。

供给模型：人均生态承载力模型

eci=e/pg                                                 （3）

eci为人均生态承载力，e为可更新资源的人均能值;pg是全球平均能值密度，根据Odum等[26]计算全球平均能值密度为3.104×1014 sej/hm2 。

2.1.3 虚拟变量最小二乘法（LSDV）

通过建立计量模型来剥离生态足迹与自然因素与对生态系统服务间接使用价值的影响。LSDV法可以得到固定效应并且还可以观测到不随时间变化的变量，依然可以得到聚类稳健的标准误、解决异方差以及遗漏变量带来的模型估计问题[26]。因此，通过LSDV法探讨生态足迹对生态系统服务间接使用价值的影响。由于主要目的是把生态足迹与自然因素对生态系统服务间接使用价值的边际贡献进行有效的剥离，在此选取降水量、气温、坡度以及坡向等自然因素作为控制变量[27-28]。

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

∑id+ε          （4）

iuv为单位面积生态系统服务所提供的间接使用价值，ef为人均生态足迹;rain为年均降水量，temp年均气温，slop平均坡度，aspect为接近正南方的程度;id为个体虚拟变量，ε为随机干扰项; β1、β2、β3、β4以及β5为模型估计系数。

2.1.4 区域生态补偿金额测算

根據理论分析，区域生态补偿金额的计算公式为：

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

pesi表示区域i的生态补偿金额，eci为区域i的生态承载力，efi为区域i的人均生态足迹，β1为人类活动消费生态系统服务价值的消耗系数，si为区域面积。

2.2 数据来源

本文的基础数据主要分为两部分。①生态系统服务间接使用价值。生态系统服务间接使用价值的计算主要使用中国科学院资源环境科学数据中心（http：//www.resdc.cn/）在1∶10万比例尺土地利用现状遥感监测数据基础上通过矢量数据栅格化生成的1990—2015年每隔5年的1 km栅格数据;该土地利用数据一级类型综合评价精度达到94.3%以上，二级类型分类综合精度达91.2%以上，满足1∶10万比例尺用户制图精度[29]。②生态足迹与生态承载力。能值生态足迹计算基础数据主要来源于《中国统计年鉴》《中国能源统计年鉴》《中国林业统计年鉴》以及国家统计局网站（http：//www.stats.gov.cn/）;计算承载力使用的气温、降水、海拔、区域面积等数据来源于中国科学院资源环境科学数据中心（http：//www.resdc.cn/）。另外，能值转换系数、能值转换率以及五种可再生能源计算方法与参数来源于蓝盛芳[30]、张耀辉[30]以及王志杰[31]等的整理结果。由于西藏及港澳台地区数据缺失太多，在此不纳入计算范围;1997年以前重庆还未成为直辖市，归属于四川管理，所以重庆1990、1995年两期缺失的人均生态足迹与人均生态承载力均以四川计算的数值进行代替。回归模型中的变量主要依赖于基础数据进行计算，各指标设计方法及其描述性统计结果详见表2。

3 数据结果

3.1 单位面积生态价值与人均生态足迹之间的趋势关系图

从时间上看（如图3），1990—2015年中国人均生态足迹水平为9.362 hm2，人均生态足迹从1990年的4.995 hm2上升到2015年的18.193 hm2，期间总体提升了264.22%;25年以来平均每年人均生态足迹上升了10.56%，这与中国的实际GPD的平均增长速度9.316%（根据国家每年公布的经济增长率进行平均化处理）是比较吻合的。单位面积生态系统服务间接使用价值从1990年的17 564.656 元下降到17 460.021元，期间总体下降了0.6%，平均每年的0.024%。单位面积生态系统服务间接使用价值与人均生态足迹在5%的显著性水平上呈现显著的负相关，并且相关系数达到-0.869。单位面积生态系统服务间接使用价值整体上呈现下降的趋势，并在1995年出现最大值拐点。而人均生态足迹整体出现上升的趋势，并且在1995年出现最小值的拐点。

从空间上来看（如图4），随着人均生态足迹的增加，单位面积生态系统服务间接使用价值在不断减少，但是存在明显的空间差异。在不考虑时间趋势并且忽略自然因素，利用最小二乘法对生态足迹的边际贡献以及贡献程度进行粗略估计;该模型的拟合优度仅为28.72%，表明还有其他因素是造成单位面积生态系统服务间接使用价值空间差异的主要原因。

根据人均生态足迹与单位面积生态系统服务间接使用价值的匹配程度，以人均生态足迹与单位面积生态系统服务间接使用价值分别代表发展维度与生态维度，以其平均值划分为四个区域，分别为“协调型”“潜力型”“受限型”以及“失衡型”四个区域。黑龙江、北京、辽宁、江苏和天津属于单位面积生态系统服务间接使用价值存量高、人均

生态占用空间比较大的协调型区域;四川、广西、广东、江西、海南、福建、浙江、湖南、湖北、贵州和云南等南方省份属于单位面积生态系统服务间接使用价值存量高、人均生态占用空间较小的发展潜力型;重庆、陕西、青海以及甘肃属于单位面积生态系统服务间接使用价值存量低并且人均生态占用空间小的发展受限型;安徽、河北、河南、新疆、辽宁、内蒙古和上海等省份属于生态系统服务间接使用价值存量较低、人均生态占用空间大的失衡型，牺牲较高的生态环境得到较多的生产空间。

3.2 生态足迹对生态价值边际贡献的剥离

由于自然因素以及不可观测因素对单位面积生态系统服务间接使用价值与人均生态足迹真实函数的关系存在干扰;另外，在中国大尺度范围内，由于省级区域气候、地理因素在空间尺度上存在较大的差异，带来模型估计上产生的异方差问题，影响模型估计系数，使用聚类稳健的标准误是比较合适。为此，首先在控制不可观测的因素的条件下，运用具有稳健聚类标准误性质的LSDV法考察自然因素对生态系统服务间接使用价值的影响，如模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）。然后在模型（Ⅰ）的基础之上，运用计量模型剥离出人均生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值边际贡献程度，即人类活动对生态环境的消耗系数，如模型（Ⅳ）。回归结果如表3所示。

从模型有效性来看，回归模型中的拟合优度均在99.6%以上;相比一元线性回归模型，使用稳健聚类回归可以很好地消除异方差对模型估计的影响，保证回归系数的有效性。

（1）自然因素对单位面积生态系统服务间接使用价值的影响，如模型（Ⅰ）。从自然因素来看，坡度对单位面积生态系统服务间接使用价值具有正向的显著影响，即坡度越高、单位面积生态系统服务间接使用价值越大。坡度越高的地方人类活动越少，因此在坡度较高的地方受到人类的经济生产活动的影响就会越小，从而生态环境水平就相对越高[34]。其次，坡向对单位面积生态系统服务间接使用价值具有显著的正向影响，平均坡向越靠近正南方的省级区域，其单位面积生态系统服务间接使用价值也就越高;总体来看，中国大部分位于北回归线以北，并且受东南季风影响较大，南坡的水热基础条件较好，有利于植被的生长，所以平均坡向越靠近正南方的省份，其生态环境质量也就越高[35]。

在研究区域內，平均气温在5%的显著性水平上对单位面积生态系统服务间接使用价值具有正向的影响。横向来看，平均气温越高的地区都是纬度较低，光照比较充足的省份，有利于植物的光合作用和生长;从纵向来看，吴喜芳等[32]运用长时间数据分析黄河源区气温与植被之间的关系也得到了类似的结果。另外，水热条件是影响植被覆盖的重要条件，水热组合差异可能造成南北方气温对单位面积生态系统服务间接使用价值的边际贡献存在差异。气温边际贡献较高的区域弥补了边际贡献较低的区域，使得估计系数变得更显著。为此，以半湿润地区和半干旱地区400 mm等降水线为分界点，进行分样本估计。在降水小于400 mm时，气温对单位面积生态系统服务间接使用价值影响不显著，如模型（Ⅱ）;而在模型（Ⅲ）中，降水大于等于400 mm时，气温对单位面积生态系统服务间接使用价值的边际贡献无论是估计系数还是显著性都明显高于模型（Ⅰ）全样本得到的结果，由此可以证明上述的猜想。

值得注意的是在模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）中平均降水量对单位面积生态系统服务间接使用价值的影响不显著，这与我们的直觉相悖离。在现实中，更多地考虑不同地区降水量之间的差异导致生态环境的存量不同，属于统计推断层面，但并未考虑区域降水的增减变化（时间维度）对生态环境的影响。统计推断往往难以找到真实因果关系以及估计合理的模型参数。面板回归既可以考虑个体差异，又能体现时间趋势可以很好地反映变量之间的真实因果关系，如图5（a），降水的增加对单位面积生态系统服务间接使用价值的提升不具有显著的影响。比较很好理解的是，各地区年际降水量变化量不大，而单位面积生态系统服务间接使用价值却存在降低的趋势，所以降水量不是造成单位面积生态系统服务间接使用价值变化的真实原因。LSDV模型可以取得与固定效应面板模型一样的效果。而最小二乘法只适用于截面数据，作个体间的比较，而忽略个体时间趋势，造成伪回归的现象，如图5（b）。降水对单位面积生态系统服务间接使用价值具有显著正向影响，并且贡献率达到50.47%。虽然从真实的因果关系来看，降水量对单位面积生态系统服务间接使用价值不具有显著影响，但是不能忽视降水量对生态环境存量的基础性作用。

（2）在控制自然因素以及不可观测因素的条件下，生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值具有显著的负向影响。人均生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值的消耗系数为6.989，即平均每个人增加1 hm2的生产性空间面积，平均1 hm2土地上的生态系统服务间接使用价值下降6.986元。

3.3 生态补偿的空间分异及其变化趋势

通过计量模型（Ⅳ）剥离出生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值的消耗系数，利用公式（5）测算每年各省区的生态补偿金额，如表4。

从时间上来看，中国省级生态补偿区域越来越多，而省级生态受偿区域逐步减少，并且由低生态补偿区向高生态补偿区演化的概率越来越大。从1990—2015年，中国省级受偿区减少了5个，分别是新疆、内蒙古、甘肃，重庆以及贵州;受偿区减少面积合计344.35万km2，占研究区域面积的41.76%（由于西藏和台湾数据缺失，在此不纳入研究范围），平均每年减少13.774万km2。其次，生态补偿支付的金额越来越多，2015年生态补偿的总金额达到813.496亿元，平均每年增加54.179亿元。

这些说明，近25年以来中国经济社会的发展对环境与资源的索取程度日久愈深，导致自然生态修复能力的弱化以及生态系统的失衡。从局部来看，1995、2010年中国东部地区出现了大面积的省级受偿区，这与当时的经济与自然背景是分不开的。1995年南方沿海省份的平均名义GDP增长率比1994年降低了9.34个百分点，经济的下滑导致东南沿海省份由生态补偿区变成生态受偿区;1992—2003年在社会主义市场经济逐步确立的过程中，东北地区由于体制的拖累和相应的结构转换滞后，经济进入滞后增长期，在全国的经济地位也开始大幅度下降;2003年以后东北地区实施东北老工业基地振兴战略，使得东北经济有所恢复，但同时也加劇了对自然资源的索取程度与速度[33]。中国位于东亚季风区，降水主要依赖于季风输送，2010年全年降雨量比常年偏多11.1%，是1961年以来的最大值[34]。东部沿海地区的生态承载力主要由雨水化势能与地球旋转能构成，降雨量的增加使得生态承载力得到提高，东部大部分沿海省份由生态补偿区过渡到生态受偿区。

从空间上来看，中国省级生态补偿区域由中东部省份逐步蔓延到西北内陆地区，而省级生态受偿区由西部地区逐渐缩小到青海、四川、云南三省。经计算，生态补偿支付金额重心点沿着“东北-中部-西北”的“V”型方向移动，并且多数省份需要支付的生态补偿金额总体呈上升的态势。从胡焕庸线两侧来看，1990—1995年生态补偿区与受偿区大致分别按照该线两侧分布。东侧生态补偿区主要以平原丘陵为主，人口密集，经济生产需求空间较大;而西部生态受偿区地形复杂，人口比较稀少，经济生产活动相对比较贫乏。但从2000年以来，生态补偿区开始突破胡焕庸线，逐步向西侧转移。西部大开发以来，由于历史和自然原因，虽然西部地区生态环境局部改善，但整体恶化的趋势并没有得到完全扭转。随着工业化进程的加快，西部地区的环境压力将不断加大，特别是常年气候干旱、水土流失比较严重的西北内陆地区[35]。比较值得关注的是内蒙古自治区由原来的高生态受偿区演化为高生态补偿区，并且2015年的生态补偿金额达到319.045亿元，占总补偿金额的39.219%。据统计，2002—2010年内蒙古自治区连续9年经济增长速度位居全国第一，并且产业结构较为单一，主要集中在农牧业与煤炭能源产业，并且科技和教育水平落后，资源利用效率较低[36]。内蒙古前期掠夺式的自然资源开发造成生态修复能力的弱化与生态系统的失衡，致使后劲经济发展能力不足。在供给侧改革的大环境下，2015年内蒙古GDP经济增长速度仅为7.7%，全国排名倒数第八位。据统计自2000年西部大开发以来，西部GDP名义增长率达到15.65%，分别高于东部地区、中部地区1.58、1.08个百分点（根据国家统计局发布的信息计算）。按照目前的经济发展速度来看，在西部地区实施重大生态保护与修复工程，构建生态屏障以调节人类经济生产活动对生态系统的破坏刻不容缓。

4 结论与讨论

本文首先从土地利用转移的视角，运用经济学效用理论构建生态用地-经济用地的权衡系统，并以此推演出区域生态补偿定价机制的理论模型与分析框架。在保证生态系统平衡以及剥离自然因素对单位面积生态系统服务间接使用价值的影响之后对现有的区域生态补偿均衡定价方式进行修正。研究发现：①以间接使用价值为计算基础和剔除自然因素对生态环境的破坏，可以有效防止生态补偿定价标准的高估，并且遵循了“谁破坏、谁付费;谁保护，谁受益”生态补偿定价的基本原则。②从省级研究区域来看，坡度、坡向等地形因素对单位面积生态系统服务间接使用价值产生非常显著的正向影响。即坡度越高、越靠近阳坡的地方单位面积生态系统服务间接使用价值越高。整体来看，气温在5%的显著性水平上对单位面积生态系统服务间接使用价值具有正向影响，并且暖湿区域气温对单位面积生态系统服务间接使用价值的边际贡献大于干旱区域气温的边际贡献，而降水量对其影响不显著。③人均生态足迹对单位面积生态系统服务间接使用价值的消耗系数为6.989，即人均生态足迹增加1 hm2，单位面积上的生态系统服务间接使用价值减少6.989元。④2015年生态补偿的总金额达到813.496亿元，平均每年增加54.179亿元。1990年以来中国经济社会的发展对环境与资源的索取程度日久愈深，导致自然生态修复能力弱化以及生态系统失衡，1990—2015年中国的生态补偿省级区和生态补偿支付金额不断增加，并且支付重心沿着“东北-中部-西北”的V型路径进行转移。生态补偿区逐渐突破胡焕庸线，社会发展与资源环境处于严重失衡的状态，特别是西北地区由生态受偿区变为生态补偿区，在生态脆弱性和敏感性的作用下，生态系统的可持续能力与修复能力在不断恶化。

本文从土地利用视角构建区域生态补偿的定价模型与理论分析框架，在剥离自然因素之后，利用生态足迹的边际贡献对区域生态补偿的计算标准进行了修正，但依然存在以下不足：自然因素导致生态价值损失的那部分应该由谁买单？又如何定价？其次，区域政府间如何设计具体化的区域生态补偿制度或者交易平台以实现绿色发展的目标。这些都是下一步研究的重点内容。

（编辑：李 琪）

参考文献

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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