基于人类价值的生态补偿核算研究综述

李志东 李冬敏

（合肥师范学院，安徽 合肥230601）

一、引言

生态系统服务总经济价值于1985年提出，并建立了生态系统服务价值的分类框架[1]（图1），将生态系统服务价值分成人类价值和非人类价值两类。其人类价值是指生态资源为人类利用的价值，这实际上是将生态资源作为为人类服务的工具而存在的工具价值。其非人类价值是生态资源存在的本身价值，是它的内在价值，即生态系统中无论有无人类，生态资源仍然存在[2]。所以如果撇去人类价值而让人类去评估生态资源的内在价值则没有参照系，也就失去了评估的基础。生态系统服务价值的人类价值就是评估生态系统对于人类来说它的总经济价值。生态系统的非使用价值不产生现时的收益，无法纳入到人类活动中去，也无法计算其当前时况的生态补偿标准。在其使用价值中的直接使用价值是指这些生态资源可直接投入到生产中去的；间接使用价值是指虽未直接投入到生产过程中，未被记入成本的、但却对生产过程产生影响的那些生态资源，如水文调节、植物授粉、气候变化等；而选择价值是对生态资源消费的时期做出选择，即比较现在消费和未来消费哪个价值大，这是根据人类的效用而确定的。

基于生态系统的人类价值，生态补偿的核算方法可从不同的视角分为按生态资源的要素价值核算、按生态治理的成本核算和按生态资源的效用核算。同时，在此基础上，将生态资源的相对指标作为参照，衡量生态资源价值的方法也得到广泛应用。

图1 生态服务价值分类

二、基于生态资源要素价值核算方法

基于生态系统要素价值的补偿核算，是将生态资源作为生产投入的要素之一，计算该要素在生产中的价值。然而在实际生产中，生态资源的投入量并不像原材料、劳动力那样有明确的投入量的界定，所以其计算方法也不能直接地去计算生态资源的价值。通常用生态系统服务价值计算模型和能值计算模型去计算生态资源要素的价值，从而核算生态补偿标准。

（一）基于生态服务价值的生态补偿核算

表1 生态系统服务价值核算类型

英国经济学家Pearce于1989年发文研究如何利用市场机制来评估生态系统服务价值，并提出了该类方法计算生态补偿标准。到1997年，Costanza和Daily的研究表明生态系统服务蕴含巨大的经济价值[3]。在人类的生产活动中，生态资源要素的成本不容忽视，生态补偿是生态资源价值的体现。他将生态系统服务价值评估研究推向研究前沿，成为生态补偿核算一个重要里程碑。随着生态补偿实践活动的开展和学者们对核算方法的研究，形成了三类生态服务价值评估的方法。分别是价值评估类、消费偏好类、和效益转移类，其中最常用的是消费偏好类的条件价值法（详见表1）。该方法是Hicks[4]提出，他将生态资源视为公共物品，根据公共物品供给改变，将生态资源的人类福利计量分为补偿变差（CV）与等价变差（EV）的两个指标。然后根据固定法设定消费者间接效用函数从而设定消费者在私人物品与公共物品的支出函数为（式1）：

其中P为价格，Q为公共物品的供给量，U为效用水平，k为私人物品。

如果将消费者支出分为1和2两个时期，那么，公共物品的补偿变差（CV）为（式2）：

等价变差为（EV）（式3）：

P1为1时期私人物品价格，Q1为1时期公共物品供给量，L1为1时期消费者收入水平，U1为1时期效用水平；在时期2，对应的量分别为P2,Q2,L2和U2。

根据CV/EV与支付意愿/受偿意愿之间的关系，可以评估生态服务系统价值，可在此生态服务系统价值的基础上核算生态补偿标准[5]。

（二）基于能值的生态补偿核算

美国的系统生态学家H.T.Odum，提出了能值概念，并开创了一套全新的研究方法，这奠定了能值理论的基础[6]。计算一个地区的能值状态可从能值投入与能值产出两端进行比较，当一个地区的能值投入小而能值产出多时，则这个地方的能值产出率高。那么该地在对外的商品交换中获取了额外的能值；如果能值投入大而能值产出小，则该地能值产出率低，那么该地在对外的商品交换中，能值流失了。

该方法首先搜集投入该地生产的各能量要素，这些要素包括自然界能量和经过人类加工的能量，自然界能量包括日光能、风能、雨水的化学能和势能、潮汐能、土壤流失能和化学能、河水流动能、自然资源能等，人类加工过的能量包括信息、技术、产品、劳动力等。再将这些能量根据能量转换率转换成太阳能值，其中信息、技术、产品、劳动力都根据不同的等级有相应的转换系数。通过太阳能值可进一步计算该地的能值总量、能值自给率、能值交换率、能值流失量及能值使用强度等指标。最后将能值指标转化为货币指标，可计算出能值货币比率与能值价值量。

在能值系列指标的基础上核算生态补偿标准，假设有生态资源相互影响的两地，能值货币比率高或能值使用强度低的地域往往存在能值流失。再根据两地的贸易情况，核算双方生产资料贸易和消费品贸易的商品的能值，测算生态补偿标准。能值法一般用于不同地区之间的生态补偿，可将包含贸易联系的两地或多地纳入到同一测算体系中，在总能值平衡的状态下估算生态补偿。

三、基于生态保护成本的生态补偿核算方法

生态保护成本根据生态保护类型的不同，投入的生态保护设施的成本也各不相同。比如水资源保护需要投入的生态保护成本包括涵养水源发生的水利基础设施建设成本、水污染治理成本、水土保持成本、生态移民安置成本、林业建设成本及相关科研投入成本。这些发生的成本可视为开展不同项目建设的成本。此时生态保护的经济成本可转化为各项目建设成本的核算方法。在计算项目建设成本时，一要划分资本性支出与收益性支出，收益性支出可进行费用化处理，按当年发生的数额直接计入当期成本；对于资本性支出，则要按一定的折现率在受益期内进行分摊。二要考虑资金的时间价值。

假设以项目的建设周期为n年，项目的运用的生命周期为m年，项目在投资建设期每年投入资金为Ci，在项目生命周期内每年的固定生态补偿款为A，折现率为r，则可列出核算方程，见式（4）（5）。

则：

从机会成本方面而论，某地如果对生态保护进行投入，不仅放弃了用生态保护的投入发展其他产业的机会，也放弃了那些过度消耗生态资源产业的发展机会。人们一般将放弃的方案中最大的经济收益，作为所选择方案的机会成本[6]。

当某地放弃发展权时，会给当地政府、企业和居民带来了发展权损失。那么机会成本就可分解为居民机会成本、企业机会成本和政府机会成本。

四、基于效用理论的生态补偿核算

生态资源对于每个主体的效用是不同的。就目前的技术而言，生态资源是公共产品，还不能像普通商品一样有着消费者个体消费的行为，则需要一个一般性的生态资源的价值计量方法[7]。

在生态补偿中按照补偿双方是否处于同一生态资源区，可分为双边叠加生态补偿和双边分离生态补偿。双边叠加生态补偿，是生态的消耗方和受偿方处于同一地理范围，双边分离生态补偿是补偿双方处于相异地理范围。在双边叠加的生态补偿核算中，假设生态消耗方在没有进行生态消耗情况下的收益为M0，在进行了生态消耗的情况下收益为M1，那么生态消耗方对生态资源可接受价格定小于M1-M0，这样才愿意接受生态资源的价格，即他们愿意接受的生态补偿的金额一定要小于M1-M0；而要计算受偿方生态资源的价格则较为复杂，一般可采用受偿方在没有原来情况下的效用值（U0）与生态受损情况下的效用值之间的差额来衡量生态价值（U1），即为U0-U1。即受偿方要求的补偿金额为U0-U1。

在双边分离的生态补偿中，生态保护方在保护生态系统价值所付出的成本C和为保护生态系统而丧失的机会成本OC，即为C+OC；而生态受益方从生态保护中的收益可表示为在对方进行生态保护时的收益（E0）与对方没有进行生态保护时的收益（E1）的差表示，他对生态价值的心理预期价格一定要小于E0-E1。而在市场机制中，生态补偿的双方都追求自身收益的最大化。因此双边叠加的生态补偿中，生态消耗方期望的生态补偿价格是区间(0,M1-M0)与(U0-U1)中较小的值；而受偿方期望的生态补偿价格是区间(0,M1-M0)与(U0-U1)中较大的值。在双边分离生态补偿中，生态消耗方的生态补偿价格是区间(0，E0-E1)与(C+OC)中较小的值，而受偿方的生态补偿价格是区间(0，E0-E1)与(C+OC)中较大的值。生态补偿的标准也将在此范围内波动[8]。基于效用理论的生态补偿适用于市场调节的补偿机制，目前基于效用理论的生态补偿还在进一步的研究中。

五、参照生态资源相对指标的生态补偿核算

（一）基于生态足迹的生态补偿核算法

由于在已有经济核算体系中假定资源是可以被人造资本替代的，其核算价格不能反映自然资源的存量及再生状况，其核算体系忽略了资源使用对生态环境的影响。生态足迹的计算经历了从一维模型、到二维模型、到三维模型的发展过程[9]。

表2 生态足迹计算内容及其应用状态

在二维模型中通过生态足迹和生态承载力，算出生态盈余状态，根据某地的生态盈余状态确定生态补偿标准。当某区域有生态赤字出现时，将生态赤字量换算成补偿金额，向政府缴纳生态补偿款，生态盈余的地区则无需缴纳生态补偿款。

（二）基于脱钩弹性的生态补偿核算

学者Tapio建立的脱钩弹性模型是应用广的生态效率评价方法[10]。其计算公式为（见式6）：

由于该公式是将直接将期初和期末的数据进行比较，难以反映“期间”的波动，有研究者将根据环境压力和经济增长之间的一致性，将“期间”分成若干“时段”，分别计算每个“时段”的脱钩弹性，并根据每个时段的脱钩指数（见式7），计算每个时段的生态补偿，再综合各时段的补偿，计算总生态补偿。

在公式中，EPj是“时段”末的环境压力，EPi是“时段”初的环境压力，EDJ是“时段”末的经济发展，EDi是“时段”初的经济发展，DIEP,ED是经济发展与环境压力的脱钩指数。

在实际测算环境压力时往往用环境污染、能源与资源消耗的指标，如污水排放量、固体废物排放量、土壤流失量、各种废弃排放量（如一氧化碳、二氧化硫等）、各种能源消费量、各种生态资源消费量等，经济发展一般用GDP作为指标[11]。再根据Tapio对脱钩状态的分级，确定生态补偿等级（见表3）。

基于脱钩弹性的生态补偿核算，一般在一个较长时期内，对已发生的生态消耗进行补偿的确认。在进行此种核算时对于处于衰退期的生态补偿措施需要谨慎执行，因为生态补偿往往会加重其衰退。

六、展望

当前生态补偿标准核算是在将生态资源视为公共物品、将补偿对象限于政府与政府之间或政府与居民之间的基础上而建立的一套核算体系。因此，在理论上，生态补偿标准不能从微观上反应不同对象对于生态资源的评价；实践上，在生态补偿过程中会出现权力寻租、补偿效率低下、补偿款未用于生态资源恢复上等诸多现象。为此，一些学者提出生态补偿应由宏观向微观转变，补偿标准的核算应从市场的角度出发，充分量化每个市场个体的生态资源效用以及生态资源的供求关系，建立一套生态补偿标准核算体系。生态补偿主要在市场个体之间进行，政府在补偿过程中不占主导地位，政府只是从政策的角度规定对生态资源的要求。市场个体从各自的需求出发，选择作为生态资源的供给者或是消耗者。生态补偿的标准即相当于市场中的价格机制。所以生态补偿的核算，将会从“成本——效用”的两端进行更深入的研究。那么如何分别从企业成本和个人效用两方面建立生态补偿核算机制，既让市场机制发挥作用，又能够体现公共产品的公共要求，并在此基础上进行生态补偿标准的核算，将是未来一段时期一个主要研究方向。