三江源国家公园生态补偿适度标准评估——基于生态系统服务价值供给的视角

◇武 萍 张 慧

引 言

《三江源国家公园总体规划》指出要研究建立生态综合补偿制度，创新现有生态补偿机制落实办法[1]。在新时期绿色高质量发展战略背景下，国家公园生态补偿日益成为生态补偿的研究热点之一。建立完善的生态补偿长效机制有助于为公园提供资金保障，测算生态补偿的科学适度标准是完善生态补偿机制的技术关键。

对于生态补偿的研究，现有文献较多集中在补偿价值和标准的量化方面，大都运用机会成本法、条件价值法、生态足迹法和生态系统服务价值法等方法进行实证分析。生态系统服务功能价值法是衡量外部性价值的常用方法，一般来讲生态系统服务价值评估方法主要有三种：物质量法、价值量法和能值法，三种方法具体分析见表1。

在生态系统服务价值核算实践中，物质量法和价值量法最为常用，尤其是运用生态系统服务价值法研究生态补偿标准时，物质量法与价值量法将生态系统服务价值货币化，较为直观易接受，而能值法测算生态系统服务价值用太阳能值这一度量单位，属于非货币量生态系统服务价值核算体系，运用较少。

表1 生态系统服务价值评估方法

在生态系统服务价值核算中，当量因子法使用最广泛，在生态服务价值评估中具有举足轻重的地位。科斯坦萨（Costanza）[19]于1997 年在Nature 上发表文章,从经济学入手，首次测算了全球生态系统服务的经济价值，评估了16 种类型生态系统服务功能的经济价值，并加总得到全球生态系统服务的经济价值。我国学者谢高地[17-18]于2008 年计算出中国不同陆地生态系统单位面积的生态服务价值当量因子，2015 年进行了修正和补充。当量因子法较为直观易操作，数据需求较少，适合大区域生态系统服务价值的评估。但当量因子法直接估算生态系统服务价值数额过大，若是作为生态补偿资金标准，会超出补偿者的承受能力，实践操作的可能性不大。鉴于此，本文以外溢的生态系统服务价值为补偿依据，在运用当量因子法测算三江源国家公园生态系统服务价值的基础上，通过主体功能法对生态系统服务价值测算进行修正，并根据外部性理论，剔除三江源国家公园生态系统服务价值自身消费后，得到三江源国家公园生态补偿适度标准。

一、研究方法与数据来源

（一）三江源国家公园生态系统服务价值补偿的机理分析

生态系统服务价值理论是生态系统服务价值补偿的基础，更是确定生态补偿标准的理论依据。生态系统服务具有显著的流动性，如图1 所示，从源头通过生态系统服务流向受益者进行传递，在社会、人力、财政和生产资料等因素的影响下，生态系统服务的信息流和物质流进行跨区域流动，产生生态系统服务跨区域的服务外溢[22]。国家公园的生态系统服务在自给自足的同时，还发生了生态系统服务外溢，该外溢价值被生态服务自给不足的受益区占用，生态系统服务从国家公园这一供给方流向受益区，即三江源国家公园生态保护存在正外部性。

图1 国家公园生态系统服务外溢模式示意图

当三江源国家公园在剔除自身对生态系统服务的消费后还能够向社会提供剩余生态系统服务价值，应得到对外溢的生态系统服务价值的适当补偿[23]，即对三江源国家公园生态系统服务价值在满足自身生产生活之后的剩余价值进行补偿，以生态残余价值为生态补偿的依据，从而激励其生态保护行为，为三大流域提供更优质的生态系统服务，促进流域经济社会协调发展。

利用经济学一般均衡理论来探讨生态系统服务价值补偿的理论标准[24]。借鉴庇古补贴作用原理的模型图，构建简化的三江源国家公园生态系统服务生产的一般均衡理论模型。假设三江源国家公园是实施生态环境保护与建设行为的行为主体，享受生态系统服务的主体包括三江源国家公园和其他社会受益者。私人需求曲线为其产生的边际私人收益MPB，社会需求曲线为边际社会收益MSB=MPB+MEB，该生态保护行为产生正外部性效应，为边际外部收益MEB；供给曲线表示边际私人成本MPC 与边际社会成本MSC 相等，如图2 所示。其中纵轴表示生态系统服务价格，横轴表示生态系统服务产量，也代表生态资源与环境保护程度。

图2 三江源国家公园生态系统服务生产的一般均衡模型

在不实施政策干预的情况下，从生态系统服务的生产者三江源国家公园的角度考虑，竞争均衡点为E（P0，Q0），生态系统服务的产量为Q0，三江源国家公园的生产者剩余为BCE 面积，也是其净收益，实现生态系统服务私人生产利润最大化，同时由于社会边际收益大于社会边际成本，存在正外部性，生态系统服务的其他社会受益者免费享有ABEH 面积的生态系统服务外部价值，然而此时并未达到社会帕累托最优水平，只有当生态服务量达到Q*时，MSB 与MSC 相交的均衡点G（P*,Q*），才能实现生态系统服务社会生产利润最大化。对于三江源国家公园而言，生态系统服务产量从Q0增加到Q*，其成本的增加大于收益的增加，面积为EFG，三江源国家公园不会主动将生态系统服务产量增加到Q*。

若要社会福利达到帕累托最优，实现社会化边际收益等于社会边际成本，需要对三江源国家公园进行补偿，实施补贴（边际补贴率EH=FG）以弥补增加生态保护行为产生的边际成本，补贴额为EFG 面积的生态系统服务价值增加值，使三江源国家公园将生态系统服务产量从Q0增加到Q*，产生ACG 面积的社会生产者剩余，增加HEFG 面积的生态系统服务价值。这种方案的补偿标准是生态系统服务的其他社会受益者愿意支付的补偿标准上限。此时对于三江源国家公园而言，在获得EFG 面积补偿的情况下，其净收益仍为BCE 面积的生态系统服务价值，与市场条件下没有政策干预时达到竞争均衡点的收益相同。这说明EFG 面积的生态补偿额度既弥补了三江源国家公园生态系统服务供给从Q0增加到Q*的生产成本，也剔除了其自身因生态系统服务产量增加而增加的生态系统服务价值的收益。因此，以EFG 面积的生态系统服务价值增加值作为补偿标准，是在剔除了三江源国家公园自身消费基础上进行的补偿，是三江源国家公园增加生态保护行为产生的生态外溢服务价值，是比较公平的补偿标准。

因此，三江源国家公园生态补偿标准应以外溢的生态系统服务价值为依据，生态补偿额度为三江源国家公园生态系统服务价值剔除自身消费后的剩余生态系统服务价值。

（二）研究方法

本文以外溢的生态系统服务价值为补偿依据，在运用当量因子法测算三江源国家公园生态系统服务价值的基础上，通过主体功能法对生态系统服务价值测算进行修正，剔除三江源国家公园生态系统服务价值自身消费后，得到其生态补偿适度标准。

1.三江源国家公园生态系统服务价值测算模型。

三江源国家公园每种生态系统服务功能的经济价值参考Costanza[19]和谢高地[17-18]等已有的研究成果——当量因子法来计算，单位面积生态系统服务价值当量参考谢高地[17-18]等的研究成果综合选取所需的参数。1 个标准单位生态系统生态服务价值当量因子是指1 公顷农田每年自然粮食产量的经济价值[18]，以单位面积农田粮食生产的净利润表示1 个标准单位生态系统服务价值当量因子的经济价值。在此基础上，1 个标准当量因子的生态系统服务价值量的测算公式为：

在公式（1）中，D 表示1 个标准当量因子的生态系统服务价值量（元/hm2）；Sy表示当年小麦、玉米和稻谷的播种面积占三种作物播种总面积的百分比（%）；Fy表示当年全国小麦、玉米和稻谷的单位面积平均净利润（元/hm2）[18]。在公式（2）中，EV 表示生态系统服务价值评估总值；BEij表示第i 类生态系统第j 种生态系统服务价值基础当量；Si表示第i 种土地利用类型面积（hm2）[25]。

2.三江源国家公园生态系统服务价值的调整模型。

借鉴刘军政[21]的研究，运用主体功能法，先根据土地利用占比确定三江源国家公园生态系统的主体功能和次要功能，再根据皮尔曲线与恩格尔系数的关系确定主体功能与次要功能的权重，最后结合谢高地的当量因子表计算三江源国家公园的生态系统服务价值。

（1）皮尔曲线。以皮尔曲线确定生态系统服务价值的调整公式为：

公式（3）中，V 为调整后的三江源国家公园生态系统服务价值金额（元）；V1为三江源国家公园的主体功能价值，λ1为主体功能价值权重，取为1，意味着优先补偿三江源水源地的主体功能价值；Vi为三江源国家公园第i 种次要功能价值，λ2为次要功能价值权重。由于补偿标准测算所需的生态系统服务功能次要价值的权重受社会发展阶段的影响，λ2由皮尔曲线的简化模型来决定。

为了便于将恩格尔系数和引入的皮尔曲线结合运用，需进行变换,将恩格尔系数取倒数作为时间的函数，将恩格尔系数的倒数与社会经济发展阶段和人们生活水平对应起来[26]，即T=1/En。由于极富裕阶段T>5 是一个范围,进一步变换,设T=t+4，意味着在达到极富裕阶段时，也要再发展一段时间，次要功能价值的支付意愿才会饱和,次要功能价值的权重系数才能达到1。进而可得t=1/En-4，将恩格尔系数与皮尔曲线联系起来。

（2）土地利用比例。土地利用是在一个区域自然、社会经济条件下，全区域各类土地的利用类型，土地利用方式、结构与布局。土地利用比例反映了人类活动对自然环境的作用[27]，不同的土地利用方式决定了区域内的生态系统类型。土地利用比例决定着区域的生态系统的主体功能与次要功能，相对来说，土地利用比例较大的生态系统所发挥的生态系统功能服务的价值也较大，生态系统服务的主体功能由主要土地利用类型决定。利用三江源国家公园不同类型生态系统的土地利用比例来确定国家公园的生态系统服务的主体功能和次要功能，利用不同类型生态系统的土地利用比例对每种土地利用类型的功能价值进行排序，按比例大小与生态系统服务的当量因子大小来区分各自的重要性，土地利用比例较大并且单位生态系统服务的当量因子较大为主体功能；反之土地利用比例较小者且生态系统服务的当量因子不显著，则为次要功能。运用这种方法计算生态补偿标准，称为主体功能法，也就是说生态补偿优先补偿生态系统服务的主体功能，对次要功能按一定权重进行补偿。

3.三江源国家公园生态系统服务价值自身消费测算模型。

水足迹理论能够科学测算三江源国家公园一定时间内的水资源使用量，从而体现其自身消费的生态系统服务价值，故在水足迹理论的基础上构建三江源国家公园生态系统服务价值自身消费模型。借鉴王奕淇[28]的研究成果，以水足迹与水资源可利用量相比较来表示三江源国家公园自身对生态系统服务的利用程度，称为水生态系统服务价值消费系数，再结合三江源国家公园生态系统服务价值总值，可测算其自身消费的生态系统服务价值，即：三江源国家公园生态系统服务价值消费指数=水资源需求/水资源供给=水足迹/水资源可利用量。因此，三江源国家公园生态系统服务价值自身消费模型构建如下：

公式（5）中，Vs表示三江源国家公园自身消费的生态系统服务价值，EV 为三江源国家公园生态系统服务价值供给，Dwater代表三江源国家公园对水资源的需求，用水足迹来计算，Swater代表水资源的供给，也就是水资源可利用量。

根据水足迹理论，水足迹包括农业、工业、居民生活和生态环境用水量，其计算模型

WFP=AWF+IWF+RWF+EWF+NIWF （6）

公式（6）中，WFP 表示三江源国家公园总体水足迹，AWF 表示农业用水量，一般通过虚拟水足迹来测算，IWF 表示工业用水量，RWF表示居民生活用水量，EWF表示生态环境用水量，NIWF 表示净进口虚拟水含量，忽略不计[29]。

水资源供给是指一个国家或地区生产、生活等社会经济活动所能利用的最大水量，包括地表和地下可利用水量，其计算公式为：

公式（7）中，Ssw表示地表水资源可利用量，Suw表示地下水资源可利用量，Srw表示地表水资源可利用量与地下水可利用量之间的重复量。

综上所述，三江源国家公园自身消费的生态系统服务价值的计算模型可表示为公式（8）：

4.三江源国家公园生态补偿适度标准模型。

作为“中华水塔”，三江源国家公园具有特殊的战略生态地位，为长江流域、黄河流域和澜沧江流域乃至全国全亚洲提供巨大的生态系统服务价值，对三江源国家公园生态系统服务价值的正生态外溢价值进行补偿，属于激励补偿的范畴，可取生态外溢价值为补偿标准。因此三江源国家公园生态补偿适度标准计算公式为：

公式（9）中，ECS 为三江源国家公园生态补偿标准，V 为调整后生态系统服务价值，Vs为三江源国家公园生态系统服务价值的自身消费。

（三）数据来源

数据来源于《三江源国家公园总体规划》《全国农产品成本收益资料汇编2016》《中国统计年鉴2016》《青海统计年鉴2016》，玉树藏族自治州、果洛州国民经济和社会发展统计公报等。运用当量因子法测算生态系统服务价值的指标数据来源于《三江源国家公园总体规划》各土地类型的面积和《全国农产品成本收益资料汇编2016》三大主要农作物的净利润。次要功能权重测算的数据来源于《中国统计年鉴2016》《青海统计年鉴2016》。水足迹测算所需数据来源于《青海统计年鉴2016》，玉树藏族自治州、果洛藏族自治州国民经济和社会发展统计公报等。

二、结果分析

（一）三江源国家公园生态系统服务价值的测算

鉴于国家公园体制试点工作启动于2015 年，以及运用谢高地于2015 年改进的中国生态系统单位面积生态服务价值当量表和数据的可得性，三江源国家公园生态补偿标准测算均采用2015年数据。计算得到1 个标准当量因子的生态系统服务价值量值D 为99.3 元/hm2。根据谢高地等的单位面积生态系统服务价值当量表的基础标准,测算得到三江源国家公园的生态系统服务价值为340.43 亿元,其中长江源园区生态系统服务价值为261.02 亿元，黄河源园区生态系统服务价值为56.09 亿元，澜沧江源园区生态系统服务价值为23.32 亿元，具体见表2。

表2 三江源国家公园生态系统服务功能价值单位：亿元

（二）三江源国家公园生态系统服务价值的调整

三江源国家公园生态系统主要分为五大生态系统类型:草地、湿地、河湖水系、冰川雪山和森林生态系统。运用谢高地等的单位面积生态系统服务价值当量表中当量因子的大小，结合土地利用占比，确定草地的气候调节功能为主体功能，其他功能为次要功能。

根据《中国统计年鉴2016》相关数据测算t=1/En-4=-0.81，k=0.3，并可确定次要功能的权重λ2=0.3。运用主体功能法调整三江源国家公园生态系统服务价值为120.41 亿元，具体结果见表3。

表3 三江源国家公园生态系统服务价值调整后额度

（三）三江源国家公园生态系统服务价值自身消费

根据三江源国家公园地区的实际情况以及数据的可得性，从农业、工业、居民生活和生态环境用水量四个方面测算其水足迹。农业需水量AWF 是用各类农产品所包含的虚拟水量来表示，可用产品数量乘以单位产品所含虚拟水量来计算。农业产品包括农作物产品和动物产品两类，农作物产品选取粮食类、油类、鲜菜等该地区3个主要农产品品种，动物产品选取牛肉、羊肉、牛奶等该地区3 个主要动物产品品种，农作物产品与动物产品的单位产品虚拟水含量参考龙爱华等[30-31]、Chapagain[32]、邵帅[33]等人的研究成果，取值见表4。

表4 农作物产品与动物产品的单位产品虚拟水含量

鉴于数据的可得性，选取玉树州和果洛州的农业产品与工业用水量、生活用水量等指标来计算水足迹。根据《青海省统计年鉴》、玉树藏族自治州国民经济和社会发展统计公报、果洛藏族自治州国民经济和社会发展统计公报等统计资料，结合农作物产品和动物产品的单位产品虚拟水含量测算得到农业虚拟水足迹为13.18 亿m3，加上工业用水量、生活用水量与生态用水量合计的0.16 亿m3，则三江源国家公园的水足迹总计WFP 为13.34 亿m3，而水资源可利用量即水资源供给Swater为465.87 亿m3，则计算生态系统服务价值消费指数为0.03，三江源国家公园生态系统服务价值自身消费价值为10.21 亿元。

（四）三江源国家公园生态补偿适度标准评估

外部性理论认为，水源地生态最佳补偿额是外部性行为的全部。在利用当量因子法计算三江源国家公园生态系统服务价值的基础上利用水足迹法剔除三江源国家公园自身消费的生态系统服务价值，得到三江源国家公园为社会提供的剩余生态服务价值，即三江源国家公园应获得的生态补偿标准，为110.2 亿元。鉴于统计数据受限，按照调整后的三大园区生态系统服务价值的占比来计算各自的生态补偿适度标准，具体结果见表5。长江源园区生态补偿适度标准为82.63 亿元，黄河源园区生态补偿适度标准为19.40 亿元，澜沧江源园区生态补偿适度标准为8.17 亿元。

表5 三江源国家公园及各园区生态补偿适度标准单位：亿元

三、结论和建议

（一）结论

三江源国家公园生态补偿适度标准评估，是生态补偿机制构建的关键内容。运用生态系统服务价值法，引入皮尔曲线和土地利用占比确定主体功能法进行调整；根据外部性理论，三江源国家公园生态系统服务价值剔除自身消费，所得剩余生态系统服务价值为生态系统服务外溢价值，即生态补偿适度标准；运用水足迹法测算三江源国家公园生态系统服务价值自身消费，进而得到三江源国家公园生态补偿适度标准，结果体现了三江源国家公园生态系统服务功能的巨额价值。

1.三江源国家公园生态补偿标准应以外溢的生态系统服务价值为依据，生态补偿额度为三江源国家公园生态系统服务价值剔除自身消费后的剩余生态系统服务价值。

2.三江源国家公园应获得的生态补偿标准为110.20 亿元，长江源园区生态补偿适度标准为82.63 亿元，黄河源园区生态补偿适度标准为19.40 亿元，澜沧江源园区生态补偿适度标准为8.17 亿元。

（二）建议

《三江源国家公园总体规划》的资金保障筹措机制以财政投入为主，社会积极参与，资金保障有三条途径：财政资金、生态补偿和金融支撑。完善生态补偿机制，有助于增强三江源国家公园的财力保障。

政策支撑方面，中央政府要积极加快横向生态补偿的立法研究，完善建立流域横向生态补偿的相关技术支撑制度，构建三江源国家公园横向生态补偿政策管理框架[34]，出台一系列横向生态补偿技术实施指南与监管协调政策，使法规政策体系化。三江流域地方政府要对各自辖区内水环境水资源质量安全负责，在严格的跨区域奖惩制度下积极进行横向生态补偿。

补偿资金区域分担方面，扩大地方政府的横向转移支付规模。下游政府应根据其享有的生态系统服务价值与本地区的入境水量，结合自己的财政情况，构建三江流域横向生态补偿。实施以中央财政资金转移支付的纵向补偿为主，以下游地区政府财政资金转移支付的横向补偿为辅的生态补偿资金分担模式，还可运用市场化手段，提供技术补偿、教育补偿、培训补偿等非资金补偿的形式。

补偿资金来源渠道方面，除了中央和地方政府的财政转移支付以外，可以发挥市场机制作用，将水权交易、排污权交易等作为补偿资金的补充来源渠道，并逐渐加入NGO 参与、环境责任保险等社会补偿模式，实现生态补偿资金的全社会参与和资金的社会化[35]。