基于生态系统服务价值的漓江流域生态补偿额度测算

摘要：评估漓江流域典型年份的生态系统服务价值，为流域内各区县提供合理的补偿次序，促进漓江流域生态系统健康有效管理。利用修订后的“生态系统服务价值系数表”计算2000、2010、2020年3个典型年份的生态系统服务价值，利用生态足迹模型分析生态供需及人地平衡状态，运用生态补偿优先级计算公式对漓江流域各区（县）做出补偿优先排序，最终核算出生态补偿标准额度。结果表明：（1）研究区2000、2010、2020年的生态系统服务价值总额分别为386.89亿、386.57亿、388.01亿元，各阶段林地及水域用地贡献度均在90%以上。（2）2020年，研究流域人均生态足迹、人均生态承载力和人均生态赤字分别为1.44、0.43和1.06 hm2，生态供需呈不平衡态势。（3）2020年，研究区内兴安、灵川、阳朔3县为生态效益输出空间，应优先获得生态补偿；临桂区、桂林市中心区为生态效益消费空间，应优先支付生态补偿。（4）2020年，漓江流域生态补偿总额为26.5亿元，各区（县）的生态补偿金额差异较大，此外上下游地段的补偿紧迫性要高于中游地段。研究得出的生态补偿额度，可在一定程度上为漓江流域生态补偿政策的落实提供科学依据。

关键词：生态补偿标准；生态系统服务价值（ESV）；生态足迹；漓江流域

中图分类号：X171.1；X321" " " " 文献标志码：A" " " " 文章编号：1674-3075（2024）05-0020-09

自然生态系统是人类文明进化和社会经济持续发展的基础（Reid et al，2005）。为了生态系统服务价值得到合理尊重，权益人和受益人得到均衡发展（Westman，1977；Costanza，2007），学术界提出了生态补偿（环境服务付费）概念（Zbinden amp; Lee，2005）。现阶段，我国政府已凭借生态补偿将外部性的生态系统服务资源实现内部化（黄征学，2015），生态补偿已成为我国生态文明建设的重要路径。

实质上，生态补偿是一种通过协调多元主体利益从而实现生态系统稳定的经济手段（Engel et al，2008），其贯彻“破坏者付费、保护者受益”的宗旨。随着实践问题的深入，如何确定契合实际的生态补偿标准制约着生态补偿制度的落实（王怀毅等，2022），也直接决定着生态补偿的公平与成效（穆贵玲等，2018）。目前生态补偿标准测算包括生态系统服务价值法（赖敏等，2015；顾丹丹等，2021；Zhao et al，2021）、条件估值法（Lovett amp; Bateman，2001；Xiong amp; Kong，2017）和成本法（石薇等，2021），其分别面临着受主观因素影响、生态保护投入成本与生态服务产出价值不等价问题，存在一定局限性。生态系统服务价值法基于Westman（1977）对全球生态系统的价值分类及定量评估，相较于单位功能价值法，单位面积当量因子法基于客观的土地覆被数据，得到的补偿额度为最佳理论上限值。为进一步精确补偿额度，本文引入生态足迹（卢新海和柯善淦，2016；张雪琪等，2018）这一资源消耗强度指标，构建“资源供给量（生态系统服务价值）-资源消耗量（生态足迹）-资源盈亏量（生态足迹与承载力的差值）-补偿排序-补偿额度”测算思路，以直观地反映区域人地供需状态，得到更加合理的生态补偿额度。

漓江流域作为南岭重点生态功能区，喀斯特世界遗产保护地，开展生态补偿工作具有重要现实意义。已有学者（何毅等，2021；Liu et al，2017；Li et al，2017；2021）开展了漓江流域土地利用、生态系统服务价值等研究，郑密等（2021）从演化博弈的角度讨论了漓江流域的“监测-约束-激励”生态补偿机制，但总体上漓江流域的生态补偿标准测算处于初期。鉴于此，本研究基于生态系统服务价值和生态足迹评估了漓江流域典型年份的生态系统服务价值，并以此为基础对研究区2020年资源可持续状态、区县补偿优先级及具体补偿额度做出测算，旨在为流域内各区县提供合理的补偿次序，形成流域发展共同体，以期健全流域生态补偿机制，促进漓江流域生态系统的健康有效管理，并为相关流域的生态补偿研究提供参考。

1" "区域概况及数据来源

漓江流域（图1）位于广西壮族自治区东北部，主要流经兴安县、灵川县、阳朔县、临桂区、桂林市中心区（后文称为桂林市区），流域总面积约8 865 km2。2020年漓江流域土地覆被数据如下：耕地1 319.84 km2，森林4 057.71 km2，草地120.33 km2，湿地2.92 km2，水域91.59 km2，建设用地233.34 km2，裸地0.25 km2。其中森林覆盖面积最大，约占总面积的70%。作为中国旅游开发的先行者，桂林现有A级景区64处，吸引着众多国内外游客。2020年桂林市接待旅游总人数达1.02亿，旅游总收入接近1 350亿元，占地区生产总值62%。

研究所需数据主要包括自然地理数据和社会经济数据。其中30 m分辨率高程数据来自地理空间数据云平台（https：//www.gscloud.cn/）。土地利用数据来源（图2）于GlobeLand 30数据集（Chen et al，2014）（http：//www.globallandcover.com/），总体分类精度和Kappa系数在80%以上（Xie et al，2015；Chen et al，2016）。将研究区划分为耕地、森林、草地、湿地、水域、建设用地。在谢高地等（2015）“当量因子表”的基础之上进行漓江流域生态系统服务价值系数表的本土化修正。粮食种类、播种面积、粮食产量、能源消费量、农民收入、地区GDP等数据来自《桂林市社会经济统计年鉴2000-2020》；粮食价格数据来自广西粮食和物资储备局（http：//lshwzcbj.gxzf.gov.cn/）；生态足迹模型中各类项目全球平均产量资料来自联合国粮农组织（FAO）数据库（https：//www.fao.org/）。

2" "研究方法

2.1" "生态系统服务价值评估

2.1.1" "单位价值当量因子修正" "为消除人为因素，1个单位当量因子价值用1/7个单位面积（hm2）农田年均产量的经济价值来表示（谢高地等，2003）。在土地利用类型层面，耕地系数按水田和旱地的相应比例进行调整（以2019年桂林市农作物水旱种植比例1：2.23为准）；林地系数取值阔叶林（漓江流域位于亚热带季风气候区）；草地系数取值原有二级类均值；建设用地未产生价值，当量因子值取零。计算公式如下：

[Vd] = [17i=1mni×pi×qiS]" " "①

式中：[Vd]为单位当量因子价值（元/hm2）；[m]为粮食总种类；[i]为第[i]种粮食；[ni]为[i]种粮食种植面积（hm2）；[pi]为第[i]种粮食均价（元/kg）；[qi]为第[i]种粮食单产（kg·/hm2）；[S]为所有粮食总种植面积（hm2）。

[ESV=n=1m（An×Cn）]" " ②

式中：[ESV]为生态系统服务价值；[n]为用地类型；[An]为第[n]类土地面积（hm2）；[Cn]第[n]类土地的单位面积生态系统服务价值系数。

2.1.2" "生态系统服务价值系数表" "为使基准单价更符合当今物价水平，选择2015、2017、2019年3个时段数据，由式①得到漓江流域1个生态系统服务价值当量因子的价值为2 357.11元/hm2。参考生物量与生态服务强度的线性关系，基于谢高地等（2005）农田生态系统的生物量系数（广西修正系数为0.98），得出修正后的生态系统服务价值系数表（表1），其中建设用地的服务价值按零统计。

2.2" "生态足迹及生态承载力评估

利用具体的生物面积和物理指标定量分析区域生态、经济的可持续发展态势，通过生态足迹与生态承载力的差值考察生态系统服务与人类资源消耗强度的关系，衡量区域生态供需状态，为地区生态补偿标准的确定提供依据。

2.2.1" "产量因子及均衡因子修正" "将漓江流域作物平均生产力与世界作物平均生产力之比1.20作为本土化修正后的漓江流域耕地产量因子。将1.20与刘某承等（2010）原有耕地产量因子1.39之比作为调整系数，结果为0.86。同比将研究区各地类的产量因子修正为耕地（1.20）、林地（1.03）、草地（1.94）、水域（1.94）、建设用地（1.20）、化石能源用地（0.00），各地类均衡因子为耕地（3.39）、林地（0.82）、草地（0.56）、水域（0.44）、建设用地（3.39）、化石能源用地（0.82）。

2.2.2" "生态足迹及生态承载力核算" "引入均衡、产量因子对生态足迹、生态承载力进行修正。计算公式如下：

[EF=Nei×（Ci/Pi）]" " ③

[EC=Nai×ei×yi]" " ④

式中：[EF]为生态足迹（hm2）；[N]为常住总人口；[ei]为均衡因子；[Ci]为第[i]类指标人均消费量（kg/a）；[Pi]为第[i]类消费项目的全球平均生产量（kg/hm2）。[EC]为生态承载力（hm2）；[ai]为人均生产性土地面积（hm2/a）；[yi]为产量因子。

2.3" "区域生态补偿优先级评估

在确定环境补偿水平时只需考虑非市场价值。根据相关学者（Sterling et al，2017；Fan amp; Chen，2019）建议，将环境利益相关者纳入其中使补偿优先权更加有效。补偿优先级的计算公式如下：

[ECPS]=[EN] / [GDP×fi]" " ⑤

[fi]=F/[Fi]" " ⑥

式中：[ECPS]为修正后生态补偿优先级；[EN]为各区（县）单位面积生态系统非市场价值（元）；[GDP]为各区（县）单位面积GDP（元）；[fi]为修正系数；[F]为研究区年平均农民纯收入（元）；[Fi]为各区（县）农民人均年纯收入（元）；[i]为各区（县）。

2.4" "区域生态补偿标准值评估

为进一步确保计算结果的准确性，基于已获得生态系统服务价值、生态足迹、生态承载力，引入修正系数，将生态系统服务价值与生态补偿量进行转化。具体公式如下：

A= [EF−EC×N×Ef×ri+Vi×k×ti2]" " ⑦

[ri] = [EiEd×GiG]" " " " " " " "⑧

[ti]=2[arctanECPS]/[π]" " " "⑨

式中：[A]为生态补偿额度/亿元；[EF−EC]为生态足迹与生态承载力差额的绝对值；[N]为总人口；[Ef]为单位面积生态系统服务价值；[ri]为生态补偿修正系数；[Vi]为计入补偿范围的生态系统服务价值/亿元；[k]为生态系统服务价值折算系数；[ti]为生态补偿需求强度系数；[Ei]为[i]地的人均生态赤字（hm2/a）；[Ed]为研究区人均生态赤字（hm2/a）；[Gi]和[G]分别为[i]地和研究区的国内生产总值；[i]为各区（县）；[ECPS]为生态补偿优先级。

3" "结果与分析

3.1" "漓江流域生态系统服务价值变化

3.1.1" "全流域生态系统服务价值" "基于上文服务价值系数表，据式②计算漓江流域典型年份的生态系统服务总值（图3）。服务价值总额呈缓慢下降后增长的趋势，从2000年的386.89亿元减少到2010年的386.57亿元，而后增加到2020年的388.01亿元，价值增量1.12亿元。从不同地类来看，林地的服务价值贡献率始终最高，各年份占比均在80%以上；水域次之，2020年其服务价值达32.70亿元，占服务总值的8.43%；耕地的服务价值占比较小，各期在5%左右徘徊；草地、湿地的服务价值占比最小，各期基本上处于2%以下。从不同地类服务价值的演变看，耕地、森林、草地和湿地的服务价值占比分别从2000年的5.35%、86.25%、1.90%、0.26%减小到2020年5.17%、84.73、1.57%、0.10%；水域的服务价值从2000年的6.24%增长到2020年的8.43%。

3.1.2" "各区（县）生态系统服务价值" "据图3可知，2000、2010、2020年3个年份的区（县）生态系统服务价值排序均为：灵川县gt;兴安县gt;临桂区gt;阳朔县gt;桂林市区。其中2020年灵川县生态系统服务总值达109.34亿元，占全流域的28.18%。作为生态系统服务价值主产出区，其拥有林地面积168 747.56 hm2，水域面积4 046.78 hm2。在此基础之上，求得2020年各区（县）单位面积生态系统服务价值排序：灵川县（47 641.30）gt;兴安县（45 063.04）gt;阳朔县（43 740.34）gt;临桂区（41 321.54）gt;桂林市区（32 384.68），除桂林市区外，漓江流域各区（县）单位面积生态系统服务价值都在4～5万元/hm，灵川县更是达到47 641.30元/hm2。呈现此现象的原因在于，灵川和兴安县经济欠发达，同时行政区内拥有较大的林地等，受人为因素影响较小。

3.2" "漓江流域2020年生态足迹与生态承载力

3.2.1" "全流域生态足迹及生态承载力" "在扣除12%的生物多样性保护面积的基础上（肖建红等，2015），据式③④量化研究区的生态供需状态（表2）。2020年漓江流域人均生态足迹、生态承载力、生态赤字分别为1.4352、0.4281、1.0585 hm2。耕地的人均生态足迹和林地的人均生态承载力最大，分别为0.4610 hm2和0.2721 hm2。通过生态足迹与生态承载力的差值可知，耕地、草地表现为生态赤字，主要由于其面积从2000年的221 327.14、25 809.26 hm2分别减少到2020年的214 225.14、21 489.99 hm2。建设用地表现为生态盈余，主要由于其面积从2000年的12 956.33 hm2增加到2020年的31 715.77 hm2。此外，林地较为特殊，虽然其占地面积从2000年的616 852.71 hm2减少到了2020年的607 700.34 hm2，但总占比仍接近70%，因此其表现为生态盈余。

3.2.2" "各区（县）生态足迹及生态承载力" "据表3可知，2020年各区（县）生态足迹总量在273 906.03～890 047.26 hm2，人均生态足迹在0.34～2.56 hm2，以1.44 hm2作为平均生态足迹参考值，临桂、阳朔、灵川和兴安县的资源消耗较高，资源占用相对过度，区域发展不平衡。将生态足迹指数与各地区人口数量对比，总体上趋于正相关。对于兴安县及灵川县，应关注该地区生态所能支持的居民数量；对于桂林市区，应考虑地区经济发展，可适度增加资源消费；对阳朔县及临桂区，则应兼顾考虑生态适度人口和经济适度人口。2020年各区（县）生态承载力总量在59 515.77～261 854.05 hm2，人均生态承载力在0.08～0.75 hm2，以0.43 hm2作为平均生态承载力参考值，阳朔县、灵川县和兴安县在全域平均水平线之上。

3.3" "漓江流域生态补偿优先级排序

据式⑤⑥得出研究区的修正系数和生态补偿优先级（表4）。漓江流域的生态补偿优先级为：兴安县（0.63）gt;灵川县（0.629）gt;阳朔县（0.50）gt;临桂区（0.36）gt;桂林市区（0.03），与上文的可持续利用生态承载力排序相吻合。兴安县提供的生态系统服务非市场价值占流域的27.15%，但经济发展滞后，单位面积GDP仅为6.14万元，亟需生态补偿。灵川县的生态补偿需求次之，其生态系统服务非市场价值占流域的28.20%，但地区GDP仅占流域的12.70％，亦需补偿资金以保证生态环保工作。参考相关文献，将ECPS≥0.30定义为生态效益输出型空间，ECPSlt;0.30定义为生态效益消费型空间（郭荣中和申海建，2021），兴安、灵川、阳朔县及临桂区应该优先获得生态补偿，以弥补这些区域做出的生态系统服务价值贡献；而桂林市区应该优先支付生态补偿，以支付区域经济发展造成的生态环境破坏。

3.4" "漓江流域2020年生态补偿标准测算

据式⑦⑧⑨计算漓江流域各区（县）生态补偿标准值（表5），其中选择15%作为研究区生态服务价值折算系数（许丽丽等，2016）。生态补偿额度依次为兴安县8.30亿元，临桂区7.96亿元，灵川县6.50亿元，阳朔县3.04亿元，桂林市区0.70亿元，共计26.5亿元。漓江流域的生态补偿主要分布在上游的兴安、灵川县及临桂区等地，共计补偿22.76亿元，占全流域的85.89%，这主要是由于上游地区提供了更多的生态系统服务价值量。此外，阳朔县也有较高的生态补偿额度。作为漓江流域的山水精华所在，阳朔县政府近些年更加注重生态保护工作，为地区生态服务价值的稳定供给提供了保障。桂林市区的生态补偿额度最低，仅占总额度的2.64%，这与其经济发展程度相关。总的来说，各区（县）的生态补偿额度一般仅为地区GDP的5%左右，各地政府应该加大对自然生态保护的资金投入。

4" "讨论

4.1" "生态系统服务价值的影响因素

生态系统服务价值是确定生态补偿额度的前提条件，快速城市化进程中，人类活动如集约农业、城市规划等干涉了自然生态系统，追根溯源，漓江流域土地利用形式的快速改变已经影响到其生态系统服务价值的总量变动。2000-2020年，社会经济不断发展，在城市化进程和乡村振兴的背景下，流域内城市和农村建设用地需求不断增加，林地和耕地是其主要侵占类型，甚至局部地区出现了无地可用的现象，这导致流域耕地、林地面积总体呈减少趋势，建设用地呈持续增加趋势；2000-2020年，在《漓江流域生态环境保护条例》的实施作用下，水域面积增加了2 887.74 hm2，而水域用地单位面积生态服务价值量最高，因此全流域仍能在耕地、林地等用地减少的情况下，保持生态服务价值一定量的增加。研究得到的漓江流域2000-2020年生态系统服务价值量的变化结果（386.89亿元增长到388.01亿元）与胡金龙等（2020）对该区域1986-2016年服务价值量的变化结果（200.81亿元增长到208.31亿元）相似，这说明本文对生态系统服务价值的测算合理。目前，广西自治区已开展了《桂林漓江生态保护和修复提升方案》等，2022年漓江流域更是入围了国家第二批山水林田湖草沙一体化保护和修复工程项目，未来漓江流域的生态系统服务价值将继续呈现增长趋势。

4.2" "生态补偿额度测算的方法技术

生态补偿额度的条件估值法、机会成本法、服务价值法等都有着适用性和局限性，在如今信息化时代的浪潮中，研究的定量化、精确性、直观性等被放在首位，在实际操作中应综合多种测算方式，使补偿结果误差更小以符合现实状况，这是未来生态补偿额度的客观方向。相对于常规的当量因子法计算补偿额度而言，本文引入生态足迹理论，作为一种资源消耗强度指标，其在当今生态补偿中运用相对较少，通过计算流域各区（县）的生态足迹和生态承载力，可以量化该地区的生态盈亏状态，从资源供给消耗视角完善优化生态补偿标准额度，通过优化后的测算公式得到的研究区生态补偿额度为26.5亿元。刘春芳等（2021）采用功能价值法测算石羊河流域的生态补偿额度流为9.89亿元，严有龙等（2021）运用Invest模型、影子工程法等计算闽江流域的生态补偿额度为8.48～105.56亿元，与本文生态补偿额度处于同一量级，这说明漓江流域生态补偿额度具备合理性。此外，在实际生态补偿进程中，自治区生态环境厅已明确了流域上下游生态补偿资金，可以参考生态补偿优先级及地区生态赤字，对受偿区域按照等级排序，给予不同的关注度。

在流域生态补偿额度测算中，研究仍存在一定局限性。首先，当量因子表修正不够彻底，生态服务类型的笼统罗列并不适用于各类环境，不同地域的生态服务类型及权重不尽相同，此外生态系统服务的供给价值与市场需求价值并不等价，部分生态系统服务价值还会在自身循环中消耗。其次，文章仅局限于当下补偿量的测算，缺乏对未来情况的模拟，可以通过设置不同情景类型（自然发展、生态优先、旅游影响等）预测土地利用演变，对未来的生态服务价值及补偿额度做出宏观把握。

5" "结论

环境与经济并驾齐驱的新时代下，全国多数流域的管理仍存在一刀切的乱象。研究聚焦于流域尺度的生态补偿标准测算，以漓江流域生态系统服务价值及生态足迹指数作为确定漓江流域生态补偿资金及分配次序的依据，得出以下主要结论：（1）2000、2010、2020年漓江流域生态系统服务总值呈先降后升的趋势，总增量1.12亿元，林地始终为贡献度最高的用地类型。由于不同地类生态服务价值供给量的差异性，用地类型的改变在很大程度上影响着生态系统服务总价值。（2）2020年漓江流域人均生态赤字为1.06 hm2，整体呈现生态需求大于生态供给的局面。此外，各区（县）生态补偿优先级与生态赤字排序较契合，灵川、兴安县的补偿优先级较高，在实际补偿中可按照流域现有的“成本共担、效益共享、合作共治、双向补偿”机制进行地区间的资金协调。（3）2020年漓江流域生态补偿总额度为26.5亿元，位于流域中上游地区的区（县）如灵川、兴安等提供了较高的生态系统服务价值，一般认定其为生态效益输出型空间，其应优先享受生态补偿资金，是流域重点关注对象。

参考文献

顾丹丹，彭鹏，赵椿溪，等，2021.纳入健康损失的生态补偿额度测算：基于省域尺度[J].经济地理，41（9）：193-203.

郭荣中，申海建，2021.基于生态系统服务的澧水流域生态补偿标准研究[J].生态科学，40（1）：147-154.

何毅，唐湘玲，代俊峰，2021.漓江流域生态系统服务价值最大化的土地利用结构优化[J].生态学报，41（13）：5214-5222.

胡金龙，郑文俊，王影雪，2020.漓江流域景观格局演变对生态系统服务价值的影响[J].风景园林，27（10）：64-70.

黄征学，2015.地区间横向生态补偿制度的内涵特征[J].区域经济评论，（6）：124-129.

赖敏，吴绍洪，尹云鹤，等，2015.三江源区基于生态系统服务价值的生态补偿额度[J].生态学报，35（2）：227-236.

刘春芳，王佳雪，许晓雨，2021.基于生态系统服务流视角的生态补偿区域划分与标准核算：以石羊河流域为例[J].中国人口·资源与环境，31（8）：157-165.

刘某承，李文华，谢高地，2010.基于净初级生产力的中国生态足迹产量因子测算[J].生态学杂志，29（3）：592-597.

卢新海，柯善淦，2016.基于生态足迹模型的区域水资源生态补偿量化模型构建：以长江流域为例[J].长江流域资源与环境，25（2）：334-341.

穆贵玲，汪义杰，李丽，等，2018.水源地生态补偿标准动态测算模型及其应用[J].中国环境科学，38（7）：2658-2664.

石薇，程开明，汪劲松，2021.基于核算目的的生态系统服务估价方法研究进展[J].应用生态学报，32（4）：1518-1530.

王怀毅，李忠魁，俞燕琴，2022.中国生态补偿：理论与研究述评[J].生态经济，38（3）：164-170.

肖建红，王敏，于庆东，等，2015.基于生态足迹的大型水电工程建设生态补偿标准评价模型：以三峡工程为例[J].生态学报，35（8）：2726-2740.

谢高地，鲁春霞，冷允法，等，2003.青藏高原生态资产的价值评估[J].自然资源学报，（2）：189-196.

谢高地，肖玉，甄霖，等，2005.我国粮食生产的生态服务价值研究[J].中国生态农业学报，（3）：10-13.

谢高地，张彩霞，张雷明，等，2015.基于单位面积价值当量因子的生态系统服务价值化方法改进[J].自然资源学报，30（8）：1243-1254.

许丽丽，李宝林，袁烨城，等，2016.基于生态系统服务价值评估的我国集中连片重点贫困区生态补偿研究[J].地球信息科学学报，18（3）：286-297.

严有龙，王军，王金满，2021.基于生态系统服务的闽江流域生态补偿阈值研究[J].中国土地科学，35（3）：97-106.

张雪琪，满苏尔·沙比提，马国飞，2018.基于生态足迹改进模型的叶尔羌河平原绿洲生态安全评价[J].生态与农村环境学报，34（9）：840-849.

郑密，吴忠军，侯玉霞，2021.基于演化博弈的监测-约束-激励系统生态补偿机制研究：以旅游胜地漓江流域为例[J].生态经济，37（3）：161-170.

Chen J，Ban Y，Li S，2014. China： open access to Earth land-cover map[J]. Nature，514（7523）：434-434.

Chen F，Chen J，Wu H，et al，2016.A landscape shape index-based sampling approach for land cover accuracy assessment[J]. Science China Earth Sciences，59： 2263-2274.

Costanza R，2007. Ecosystem services： multiple classification systems are needed[J]. Biological Conservcitiom，141（2）：350-352.

Engel S，Pagiola S，Wunder S，2008. Designing payments for environmental services in theory and practice： an overview of the issues[J]. Ecological economics，65（4）：663-674.

Fan M，Chen L，2019. Spatial characteristics of land uses and ecological compensations based on payment for ecosystem services model from 2000 to 2015 in Sichuan Province， China[J]. Ecological informatics，50：162-183.

Li J，Zhang Y，Qin Q，et al，2017. Investigating the impact of human activity on land use/cover change in China’s Lijiang River Basin from the perspective of flow and type of population[J]. Sustainability，9（3）：383.

Li N， Wang J，Wang H，et al，2021. Impacts of land use change on ecosystem service value in Lijiang River Basin， China[J]. Environmental Science and Pollution Research，28（34）：46100-46115.

Liu G， Jin Q，Li J，et al，2017. Policy factors impact analysis based on remote sensing data and the CLUE-S model in the Lijiang River Basin，China[J]. Catena，158：286-297.

Lovett A，Bateman I，2001.Economic analysis of environmental preferences： progress and prospects[J]. Computers，Environment and Urban Systems，25（2）：131-139.

Reid W V，Mooney H A，Cropper A，et al，2005. Ecosystems and Human Well-Being-Synthesis： A Report of the Millennium Ecosystem Assessment[M]. Chicago ：Island Press.

Sterling E J，Betley E，Sigouin A，et al，2017. Assessing the evidence for stakeholder engagement in biodiversity conservation[J]. Biological conservation，209：159-171.

Westman W E，1977. How Much Are Nature's Services Worth？[J]. Science，197（4307）：960-964.

Xie H，Tong X，Meng W，et al，2015.A multilevel stratified spatial sampling approach for the quality assessment of remote-sensing-derived products[J]. IEEE Journal of Selected Topics in Applied Earth Observations and Remote Sensing，8（10）：4699-4713.

Xiong K，Kong F，2017. The analysis of farmers’ willingness to accept and its influencing factors for ecological compensation of Poyang Lake wetland[J]. Procedia Engineering，174：835-842.

Zbinden S，Lee D R，2005. Paying for environmental services： an analysis of participation in Costa Rica’s PSA program[J]. World development，33（2）：255-272.

Zhao Y，Wu F，Li F，et al，2021. Ecological compensation standard of trans-boundary river basin based on ecological spillover value： a case study for the Lancang-Mekong River Basin[J]. International journal of environmental research and public health，18（3）：1251.

（责任编辑" "郑金秀）

Calculation of Ecological Compensation in the Lijiang River Basin Based

on Ecosystem Service Values

YANG Shuai‐qi1，WANG Jin‐ye1，2，LI He‐ying1

（1. College of Tourism amp; Landscape Architecture，Guilin University of Technology，Guilin" "541006，P.R. China；

2. Nanning College of Technology，Nanning" "541000，P.R. China）

Abstract：Ecological compensation has become an important means of ensuring the health of regional ecosystems and for building an ecological civilization in China. The Lijiang River basin， located in Guilin City， Guangxi Province，is a key ecological function area and protected as a Karst World Heritage site. Lijiang River mainly flows through Xing'an County， Lingchuan County， Yangshuo County， Lingui District， and the central area of Guilin City， covering a total area of about 8 865 km2. Therefore， it is of practical importance to implement ecological compensation in the Lijiang River basin. In this study， we analyzed the value of ecosystem services in the basin in three years （2000， 2010 and 2020）. The analysis was based on land use data and the revised \"ecosystem service value coefficient table\". We characterized the resource consumption intensity and environmental carrying capacity of the study area in 2020， analyzed the ecological supply and demand， and the balance of humans and land using the ecological footprint method. Next， based on the available ecological carrying capacity， an ecological compensation priority calculation formula was introduced to prioritize the compensation for each district （county） in the study area， and finally ecological compensation amount was calculated. Results show that： （1） The total value of ecosystem service values in the study area was 38.689 billion yuan in 2000， declined to 38.657 billion yuan in 2010 and then rose to 38.801 billion yuan in 2020， and the total contribution of forest land and watershed services in each stage was above 90%. （2） In 2020， the per capita ecological footprint， per capita ecological carrying capacity and per capita ecological deficit in the study area were 1.44 hm2， 0.43 hm2 and 1.06 hm2， respectively， with an imbalance between ecological supply and demand. （3） In 2020， Xing’an， Lingchuan and Yangshuo counties were providing a surplus of ecological benefits and should receive ecological compensation， while in Lingui District and the central area of Guilin" ecological benefits exceeded the services provided and should pay ecological compensation. （4） In 2020， the total amount of ecological compensation in the study area was 2.65 billion yuan， the amount of ecological compensation varied largely among counties， and the urgency of compensation in the upstream and downstream sections was higher than that in the midstream section. The results of this study provide a scientific reference for developing ecological compensation policies in the Lijiang River basin and will promote effective management of ecosystem health.

Key words：ecological compensation standard; ecosystem service value; ecological footprint; Lijiang River basin