森林公园差异化生态补偿价值评估模型的构建1)

苏恒 姜昭 杨敬

( 东北农业大学，哈尔滨，150030) ( 东北林业大学)

生态补偿，是一种让生态系统服务的提供者愿意提供那些具有外部性或者公共物品属性的生态系统服务的激励机制[1-2]。对生态补偿支付主体和被补偿对象[2-3]、补偿方式[4]以及补偿政策框架[5]等方面已有较多研究；在补偿的理论基础方面，有公共物品理论[6]、外部性理论[2，6]、产权理论[7]、资源环境价值论[8]等，以此为基础制定科学合理的生态补偿标准是保证生态补偿制度长效发挥作用的关键[9-11]，现有研究方法包括支付意愿法[12]、机会成本法[13]、价值补偿[14-16]、效益补偿[17-18]等。综合已有研究，一是针对中国生态空间格局仍没有建立起系统的生态补偿制度体系，不同的生态环境在不同的需求下需要差异化的补偿标准。二是现在生态补偿仍然过于依赖财政转移支付，市场化补偿参与度低，资金来源单一且严重不足，缺少综合多元化的补偿实践。

以碳汇为导向的森林生态补偿标准有利于推动碳交易市场参与补偿机制，解决生态补偿资金来源单一和不足的困局；以生态完整性与原真性的评估结果为系数，构建森林公园生态补偿核算模型，可以有效协调其碳汇功能与生态保护功能，促进生产者提供更优质的生态系统服务[19]。为此，本研究在黑龙江省境内的帽儿山森林公园，以小班为核算尺度，根据遥感和气象数据计算出碳汇量及价值量作为生态补偿的依据；以生态完整性与原真性的评估结果为系数，构建森林公园生态补偿核算模型；以帽儿山森林公园为例，对生态补偿核算模型进行实证分析，论证生态补偿依据的合理性。旨在为健全建立差异化生态补偿制度、为碳汇交易进入生态补偿[20]、推动对生态完整性与原真性建设提供参考。

1 研究地区概况

帽儿山地处45°20′～45°25′N、127°30′～127°34′E之间，在黑龙江省境内。其平均海拔为447.9 m，面积约26 000 hm2，属于大陆性温带季风气候，年均降水720 mm，年均气温3.1 ℃，年均相对湿度70%左右，无霜期为130 d左右，有利于森林植被资源的保存和抚育。区域内土壤为暗棕壤，植物区系属于长白山植物区系，是天然次生林为主，主要有白桦(BetulaplatyphyllaSuk.)、山杨(PopulusdavidianaDode)等组成的软阔叶混交林，水曲柳(FraxinusmandshuricaRupr.)、胡桃楸(JuglansmandshuricaMaxim)、黄檗(PhellodendronamurenseRupr.)等硬阔叶混交林，以及人工栽种的红松(PinuskoraiensisSiebold et Zuccarini)、樟子松(Pinussylvestrisvar.mongholicaLitv.)等。帽儿山国家森林公园分为10个林场，对黑龙江省生态安全具有重要的保障作用。

2 研究方法

2.1 数据采集

本研究主要获取的数据，包括森林资源二类调查数据(简称“二调”数据)、遥感数据、气象数据、水土保持数据。二调数据来源于帽儿山小班调查数据，格式为Shapefile。遥感数据来自于黑龙江数据与应用中心的高分一号的16 m分辨率多光谱相机(WFV)遥感影像，影像成像时间为2019年1—12月份，针对每个月选取一景完全覆盖目标区域的影像，其分辨率为16 m，对其进行辐射定标和大气校正之后计算每个月的归一化植被指数(NDVI)值。依据二类小班调查数据和归一化植被指数时序数据进行植被类型提取，获取具有物候特征的帽儿山地区植被类型图，包括常绿针叶林、常绿阔叶林、落叶针叶林、落叶阔叶林以及其他等几个类别。气象数据包括气温、降水以及辐射数据，来源于国家气象科学数据中心，其中气温和降水数据选择帽儿山地区及周围最近的26个观测站点月值数据，辐射数据选取周围最近的9个站点的月值观测数据。水土保持数据来自于中国科学院·水利部成都山地灾害与环境研究所，使用通用土壤流失方程(USLE)模型进行计算，数据分辨率为30 m；为了保持数据的统一，本研究将数据重采样为16 m分辨率栅格图像。依据以上数据并参考《森林生态系统服务功能评估规范2008》(简称《规范》)[21]以及相关文献，完成不同指标生态服务价值的核算工作。

2.2 碳汇价值核算

净初级生产力(FNPP)：使用CASA模型进行FNPP计算，其输入数据主要为归一化植被指数、植被类型、气象数据，计算结果为以16 m×16 m区域为最小单元的FNPP值，同时计算每个像素点的植被覆盖度，对12个月的结果进行累加得到全年FNPP。

参考《规范》[21]：

碳汇实物量，Gc=FNPP×1.63×27.27%×A×F。Gc为林分固碳量(单位为t·a-1)；FNPP为林分净初级生产力；A为林分面积；F为森林生态系统服务修正系数。

碳汇价值量，Vc=Gc×C。Vc为林分固碳价值总量(单位为元·a-1)；C为固碳价格(单位为元·a-1)。

2.3 差异化模型系数

有限的土地空间使得未来造林面积受限，森林生态环境质量对于长期气候调节和生态环境保护十分重要，造林、营林的重点应该向综合生态系统功能转变[21]，以自然保护地的完整性与原真性为差异化依据，可以有效促进森林生境的提高。

2.3.1 差异化系数指标选取

完整性与原真性是相辅相成的，以生态补偿为目的的森林公园生态系统完整性与原真性的评价体系，与单纯的生态系统完整性与原真性评价是有区别的，要求不仅要体现森林公园生态系统的综合生态功能，也要具备简洁性和可使用性、实用性、数据可获取性，同时满足生态补偿标准的要求。

生态系统完整性的研究，从不同角度可有不同的定义[22]，从生态学角度，完整性是指生态系统在遭受一定破坏时，具有自组织恢复的能力[23]，一个生态系统只要能够保持其复杂性和自组织的能力以及结构和功能的多样性，并且随着时间的推移，能维持生态系统的自组织的复杂性，才具有完整性[22-23]。生态系统完整性研究框架有多种[24-25]，如，生物完整性指数评估框架(IBI)[24]、生态系统完整性评估框架(EIAF)[23]、三级渐进评估框架(TLA)[26-27]等；研究角度有两种，一是从生态系统组成要素的完整性出发，二是从生态系统的系统特性出发[23]。参考以上研究成果，本研究在借鉴结构、功能、组织作为衡量生态系统完整性的指标[27-28]的基础上，考虑生态补偿标准建立的需求，选取了林地林相(s1)、营养循环(s2)、演替(s3)、林种(s4)、群落结构(s5)、物种分布与组成(s6)，这6个次级指标可以反映该区域森林的结构和功能的完整度以及群落演替能力，符合生态系统完整性的要求。

生态系统原真性分为“自然原真性”与“历史原真性”[25-26]，现有研究普遍认为“历史原真性”需要找到一个历史时间作为对比，相对较困难，而自然原真性则考虑生态系统恢复健康的自然状态、荒野状态[25]，本研究使用自然原真性作为生态补偿标准的依据。对生态系统原真性的研究较少，研究方法主要与荒野度相关，如荒野度指数法、荒野度和自然度指标法以及人类足迹指数法等[25]，其中荒野度评价是常用的评价方法，荒野度评价自然生态越接近最自然原始状态，主要选择遥远度以及自然度等指标进行权重叠加进行评价[27-29]。鉴于以上研究成果以及森林公园生态补偿计算的需求，本研究选择荒野度衡量该系统的原真性，其中对遥远度本研究选择使用距道路遥远度(m8)表征，因为道路开发程度是人类社会侵入自然环境一个重要的指标。

在对现有生态系统完整性和原真性评估研究的梳理基础上，构建以生态补偿为目的的森林公园生态系统完整性与原真性的评价指标体系(见表1)。

表1 森林公园生态系统完整性与原真性的评价指标体系

2.3.2 差异化系数计算

差异化系数是对森林公园生态系统完整性与原真性评价结果的综合直观展示，也是森林公园生态保护补偿的核算依据，是在对各小班生态完整性和原真性评价体系单个评价指标的量化、分析与评价的基础上，通过将各评价指标进行量化，综合分值的形式表达出生态系统完整性和原真性状况，并以此作为生态保护补偿核算的依据。

差异化系数计算：Si=ωisi、Mi=ωimi、ri=ωsSi+ωmMi。ri为生态补偿差异化系数；si、mi为各小班生态完整性与原真性指标的评价值；ωi为各指标权重，通过专家咨询法确定指标权重。

2.4 指标归一化及差异化生态补偿标准模型

由于生态完整性和原真性指标体系指标各异，单位不一，不能直接进行比较与计算，因此，需要将各指标进行归一化处理(表1中*)。本研究采用最大最小值法实现评价指标的归一化。评价指标分为正向指标和负向指标，其中，正向指标是指具有积极促进作用的，其值越大，完整性或原真性越高；负向指标则是具有消极影响作用的指标，其值越小，完整性或原真性越高。

正向指标归一化X′=(X-Xmin)/(Xmax-Xmin)、负向指标归一化X′=1-[(X-Xmin)/(Xmax-Xmin)]；X′为归一化后无量纲数值、X为原始数值、Xmin为原始数值最小值、Xmax为原始数值最大值。

3 结果与分析

本研究构建了以碳汇为补偿依据，以生态完整性与原真性的评估结果为模型系数的差异化生态补偿模型，本研究以帽儿山森林公园为例进行实证核算。帽儿山共有3 816个森林小班，分属10林场，计算每个小班的碳汇价值量(见表2)，并对每处小班的生态完整性和原真性进行评价得到差异化系数，应用差异化生态补偿标准模型计算公式计算出每个小班的生态补偿额度(见表3)。由于3 816小班的完整性与原真性评价结果和补偿额度展示数据量过大，本研究利用ArcGIS软件对评价结果及补偿额度进行分区统计，得到帽儿山森林公园生态完整性、生态原真性、差异化系数、生态保护补偿额度的空间分布图(见图1～图4)。

3.1 帽儿山森林公园的碳汇量及碳汇价值量

应用碳汇实物量、碳汇价值量计算公式，计算帽儿山森林公园3 816个小班的森林碳汇量及碳汇价值量(见表2)。由表2可见：帽儿山森林公园提供的碳汇总量达到120 872.52 t、价值量总计144 471 573元、单位面积碳汇量4.55 t/hm2。各林场的单位面积碳汇量差异较大，其中，北林林场单位面积碳汇量最高(4.94 t/hm2)、老山林场单位面积碳汇能力较差(3.94 t/hm2)。

表2 帽儿山森林公园10个林场的碳汇量及碳汇价值量

3.2 帽儿山森林公园的生态补偿差异化系数

根据生态补偿差异化系数计算方法，计算帽儿山森林公园3 816个小班的生态完整性、生态原真性以及差异化系数(见表3)，取值区间均在[0，1]之间，数值越高说明状况越好。10个林场的生态完整性、原真性评价结果为均值。

表3 帽儿山森林公园生态补偿差异化系数及生态补偿额度

从林场尺度看：生态完整性评价，以老爷岭林场、新垦林场评价最优(0.44)，老山林场的生态完整性评价最低(0.31)；生态原真性评价，以尖砬沟林场评价最优(0.50)，老山林场评价最低(0.32)。整体看：帽儿山森林公园各林场的生态完整性与原真性平均水平都比较低，普遍都在0.5以下；该区域的生态原真性评价低于生态完整性，生态完整性评价总体均值为0.37，生态原真性评价总体均值为0.33，生态原真性亟需恢复。

从林场尺度看，各林场得到的补偿额度差异较大。东林林场应得补偿额度最高，为8 037 505元；尖砬沟林场、蜜蜂林场应得补偿额度较低，分别为4 697 015、4 675 331元。从单位面积补偿额度看，跃进林场单位面积生态补偿额度最高，达到4 325元/hm2；尖砬沟林场单位面积补偿额度最低，为1 746元/hm2；林场之间补偿额度的差距非常大。

图1～图3为3816个小班的生态完整性、生态原真性、差异化系数空间分布情况。从小班尺度看，生态完整性与原真性评价结果值上下浮动较大，小班中生态完整性最高评价值为0.71、最低评价值仅为0.13，生态原真性最高评价值为0.8、最低为0.10，差异化系数最高为0.66、最低为0.11。

帽儿山森林公园生态完整性与原真性评价结果的空间分布情况，呈现从西南区域向东北区延伸的树形，高值区与低值区呈现纵向分隔。从中林起，向北依次是跃进、新垦、老爷岭、尖砬沟生态完整性评价结果较好；生态原真性恰恰相反，原真性较好的区域分布在四周，从北林起，依次是尖砬沟、老爷岭、东林生态原真性评价结果较好。

综合2个指标，差异化评价结果受原真性评价影响较大。整体中部(中林、跃进、新垦)差异化评价结果较差，西北、东北(北林、尖砬沟、老爷岭、东林)差异化评价结果较差，生态完整性评价结果起了缓和作用；但是西南部林场如老山、蜜蜂，临近人群聚居地及交通公路，因此生态完整性及原真性受到影响较大，最终差异化评价系数非常低。因为，本研究设置的生态完整性与原真性权重是一样的，最终结果受原真性评价影响较大，且趋向较低的评价结果，说明原真性的评价结果较差。

图1 帽儿山生态完整性评价结果

图2 帽儿山生态原真性评价结果

图3 帽儿山差异化评价结果

3.3 帽儿山森林公园生态补偿额度差异的空间分布

由图4可见：2019年帽儿山各小班的生态保护补偿额度，与生态完整性与原真性评价差异化系数在空间分布上具有相似性，低值区从西南起延伸至各处，呈现树形分布低值区。但是差异在于补偿额的高值区与低值区的空间分布呈现横向分隔，高补偿值小班普遍出现在中部和东北部，树形分布低值区因此被隔断。因此，统计各林场高于平均值小班个数，中部的北林、跃进分别有114个和105个，东北部老爷岭有95个，其余林场均不超过90个，老山、蜜蜂不超过50个。

图4 帽儿山生态补偿额度空间分布

3.4 帽儿山森林公园生态保护补偿额度的理性区间

现有对生态补偿的基准线的上限及下限的论述中，较为普遍的认知是以生态保护地区的生态系统服务价值为上限，以生态保护地区丧失的发展机会成本为下限。根据本研究的研究目标和研究对象的独特性，从财政承受能力与激励效果两方面把握生态补偿额度合理性考虑，本研究上限设置为碳汇价值量、下限设置为在碳交易市场的森林碳汇实际成交价格。

首先可以从财政补偿承受能力确定生态补偿上限。目前大部分生态补偿的研究，以生态系统服务价值为计算依据，并以其为补偿额度区间界定的上限；但生态系统服务总值过于庞大，以财政系统为主要补偿渠道则无法负担巨额价值。而以森林为主要景观的森林公园，不仅有生态效益，还有社会效益，而且具有外部性。本研究以碳汇价值作为生态补偿额度区间核定的上限。一方面避免了天价补偿，适应财政负担能力；另一方面可以有效引导碳汇交易参与生态补偿的市场化补偿意识，达到效益外部性的内部化，缓解财政在生态补偿方面的压力。

其次，从激励效果把握生态补偿合理区间的下限。现有的生态补偿额度较低且固定化，已经不符合现有的社会发展情况。本研究认为，应以当前森林碳汇的市场实际成交价格为生态补偿下限。原因在于，以现有的森林碳汇成交价格作为碳汇补偿的下限，可以使补偿额不低于其碳汇量在碳交易市场的收益，有效促进林户提高森林碳汇功能，以达到相应的激励效果。难点在于，中国境内碳交易市场机制不完善，价格起伏波动较大，地区性差异大，仅仅依靠碳交易市场现行价格难以确认现行碳价。但是随着林业碳汇将作为控制温室气体的重点兴起，全国碳市场建设已经进入关键阶段，各相关部门也在积极推进完善碳交易体系和确定碳定价。龙飞等[30]研究认为，在森林碳交易市场建立后，企业购买森林碳汇的成本及在技术减排和购买配额的成本，在210、319、158元/t，随着未来林业碳汇供给的推广，森林碳汇大有可为。因此，本研究以林地碳汇量的市场价值作为生态补偿下限，具有动态性，是确定森林生态补偿下限的新思路。依据以上信息，2019年帽儿山森林公园生态保护补偿合理区间为145 047 027～～25 383 229元。

4 结论和讨论

本研究提出了以碳汇为导向，以生态完整性与原真性的评估为模型系数的差异化森林公园生态补偿计算模型，是有效推动森林公园发挥碳汇能力和生态保护功能的有效手段，可为差异化的生态补偿额度提供参考，全面建立生态保护补偿体系，为生态补偿资金市场化提供研究思路。

本研究经计算，帽儿山森林公园1 a碳汇量总量达120 872.52 t、价值总量144 471 573元。

对帽儿山森林公园3 816个小班的生态完整性与生态原真性评估，帽儿山森林公园的生态完整性与原真性均较低，原真性尤其需要重视。建议，加强对非严格保护的自然公园类的自然保护地类型的完整性和原真性的建设，公园管理者应注意对核心区域的保护，对核心保护区、游客区和居民聚居地进行合理规划，基础设施建设(如修建道路等)避免破坏系统的平衡，减少人类活动干扰强度。

本研究建立了以碳汇价值量为上限、以森林碳汇实际市场成交价格为补偿下限的适用于森林生态补偿的合理性评价方法，为森林生态补偿上下限的确定提供了新思路。

该思路可在自然保护地的建设中适当调整并加以应用。自然保护地体系建设是统筹山水林田湖草的顶层设计，在自然保护地建设中，探索市场化生态补偿机制是山水林田湖草生态保护与修复可持续发展的重要突破方向[31]。森林公园是自然保护地体系建设的部分之一，不同类型的自然保护地有不同的功能，有不同的补偿计价依据。本研究提供的仅是利用森林公园“碳库”特性的生态补偿计价依据。其他自然保护地类型，则应该根据其最突出的功能，辅以自然保护地的建设要求进行补偿核算，例如，湿地公园亦是自然保护地体系之一，湿地的涵养水源功能尤为突出，可使用涵养水源的价值进行生态补偿额度范围核算。

对于补偿的可行性的讨论。尽管本研究在验证了生态补偿值在合理区间内，但是纵观现有生态补偿研究与实际实践的差距，实际生态补偿一般低于计算价值。经过实地调研调查，地方公益林管护补偿金在105～150元/hm2，并没有其他相应的生态效益补偿。而国家财政层面上，自2004年中央财政正式建立森林生态效益补偿基金以来，多次提高了国家级公益林补偿标准，国有国家级公益林补偿标准由最初的每年每公顷75元提高到150元；集体和个人所有的国家级公益林补偿标准由最初的每年每公顷75元提高到225元；并提出对于地方公益林，可由地方财政安排森林生态效益补偿，并视自身财力状况逐步提高补偿标准。但是，生态补偿资金仍然比不上森林创造的生态效益和社会发展的实际情况，而除了特殊地区和有国家补贴政策的地区，其他的地区几乎没有补贴，但这并不代表这些地区不值得补贴。如果能引导碳交易市场参与生态补偿，将极大降低财政压力，并且“造血式”补偿将产生良性循环。市场化生态补偿联合财政支持，可以充分发挥政府的统筹协调作用与市场的资源配置作用，建立市场化、多元化生态补偿机制，是生态价值在现行补偿标准中得到体现途径，也是保障生态补偿可行性的措施之一。