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Journal of Geo-information Science >

2016 , Vol. 18 >Issue 3: 286 - 297

DOI: https://doi.org/10.3724/SP.J.1047.2016.00286

Orginal Article

A Study on Eco-compensation Based on Eco-Service Assessment in 14 Contiguous Destitute Areas of China

  • XU Lili , 1, 2 ,
  • LI Baolin , 1, 3, * ,
  • YUAN Yuecheng 1 ,
  • GAO Xizhang 1 ,
  • TAO Zhang 1, 2
Expand
  • 1. State Key Lab of Resources and Environmental Information System, Institute of Geographical Sciences and Natural Resources Research, CAS, Beijing 100101, China
  • 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
  • 3. Jiangsu Center for Collaborative Innovation in Geographical Information Resource Development and Application, Nanjing 210023, China
*Corresponding author: LI Baolin, E-mail:

Received date: 2015-07-15

  Request revised date: 2015-11-10

  Online published: 2016-03-10

Copyright

《地球信息科学学报》编辑部 所有
Fold

Abstract

This paper calculated the eco-compensation standard in China's 14 contiguous destitute areas based on eco-service assessment using the remote sensing data (Landsat TM/ETM+ and HJ-1 CCD) combined with the ground observation data consisting of soil, vegetation and climate datasets. The results are indicated as follows: (1) The ecosystem in China's 14 contiguous destitute areas was important to the national ecological security showing a high eco-service value up to 2062.7 billion per year, which was roughly the same as the annual gross domestic product (GDP). In certain west areas, the annual eco-service values were 2 to 12 times higher than their annual GDP, reflecting their significant contributions to the national ecological security. (2) The eco-compensation standard in China's 14 contiguous destitute areas was overall about 197.1 billion per year. The average eco-compensation standard for each impoverished county was about 0.3 billion theoretically, which indicated that the central government's financial transfer payment could not cover this amount currently. At present, the impoverished county which benefits from the financial transfer could receive 0.09 billion per year averagely, and this only covers 32.4% of the necessary eco-compensation. This situation brings enormous pressure to the poverty alleviation work and increases the ecological risk in China's 14 contiguous destitute areas as well. (3) Increasing the eco-compensation standard for the contiguous destitute areas might be the key measure to solve the problem of poverty. Besides, local government should develop a new poverty alleviation strategy, in which the ecological products development is considered to be predominant and the economic development to be auxiliary.

Key words： contiguous destitute areas of China; eco-service value; eco-compensation; poverty alleviation and development

Cite this article

XU Lili , LI Baolin , YUAN Yuecheng , GAO Xizhang , TAO Zhang . A Study on Eco-compensation Based on Eco-Service Assessment in 14 Contiguous Destitute Areas of China[J]. Journal of Geo-information Science, 2016 , 18(3) : 286 -297 . DOI: 10.3724/SP.J.1047.2016.00286

1 引言

为保障国家的生态安全,21世纪初中国开始实行了"退耕还林还草",天然林保护,"京津风沙源"治理工程,国家生态公益林工程,"三北"防护林体系建设四期,野生动植物及自然保护区建设工程 等系列生态建设工程.生态保护工程主要分布 在中国中西部地区,这与《中国农村扶贫开发纲要(2011-2020年)》提出的14个集中连片贫困地区高度重叠.为国家提供生态产品保障国家生态安全,不再仅追求经济增长,已成为这些地区社会发展的另一个主要目标,且国家已相应给予这些地区生态补偿以保障当地生态环境与社会经济的协调发展.
生态补偿依据和标准的确定是建立生态补偿机制的难点[1].在集中连片贫困区,补偿标准关系到贫困群体的切身利益,一定程度上决定了扶贫开发工作的成效.目前,中国生态补偿实践主要依据生态建设成本开展生态补偿,其补偿对象为生态效益增量,忽略了区域为保持生态系统现状所失去的发展经济的机会成本,因而补偿额度偏低[2].
事实上,生态系统服务功能是人类从自然环境中获得的各种服务的价值体现[3],是生态补偿的产生基础[4].自从1997年Costanza等对全球生态系统服务与自然资本价值进行了估算[5],关于生态系统服务功能价值的研究已应用于区域[4,6-8],流域[9-10],生态系统[11-13]各个尺度.生态系统服务功能的价值量化为生态补偿标准的确定提供了依据,了解集中连片特困区的生态系统服务价值,并在此基础上探索适用于贫困区的生态补偿模式与运行机制,对14片区尽快摆脱贫困具有重要意义.当前对生态价值的生态补偿研究[14-15]存在2个问题:(1)在大区域研究中,为生态补偿提供依据的生态价值测算往往直接依靠生态系统服务价值当量表进行换算,这种估算方式具有较大的不确定性,且不能体现生态价值的空间差异;(2)生态价值的生态补偿额度测算多数仅依靠全国统一的折算系数,无法反映行政单元外部或内部生态价值和生态补偿的差异[16],因而无法为决策提供有效的依据.
本文以2010年Landsat TM/ETM+数据和HJ-1卫星CCD数据为基础,结合贫困地区植被,土壤,气候等数据,首先对中国14个集中连片贫困地区生态系统服务价值进行了基于像元的估算;其次,在折算系数方法基础上增加了区域生态补偿需求强度系数,反映生态补偿标准的区域差异,形成了一套基于生态价值的贫困区差异化生态补偿方案;最后,基于评估结果对中国集中连片特困区扶贫开发与生态保护工作提出具体建议.

2 研究区概况与数据来源

2.1 研究区地理特征

集中连片贫困县大部分位于中国西部山区,地形条件复杂(图1(a)),自然环境恶劣,主要的土地覆被状态为林地,草地和农田(图1(b)).由于自然,历史,民族,宗教,社会等原因,这些地区贫困程度较深,扶贫开发周期较长,且在区域上呈现连片分布的特点.在2011年12月发布的《中国农村扶贫开发纲要(2011-2020年)》中明确指出,集中连片特困地区是未来扶贫攻坚的主战场.
Fig. 1 The location of the study area

图1 研究区概况

中国14个集中连片贫困区分别为:吕梁山片区,罗萧山片区,大别山片区,燕山-太行山片区,大兴安岭南麓山片区,秦巴地区,六盘山片区,武陵山片区,乌蒙山片区,滇黔桂石漠化地区,滇西边境山区,南疆三地州,西藏地区和四省藏区,涵盖了全国680个贫困县.

2.2 数据来源

本文采用的数据有遥感数据,气候和土壤等地面调查基础数据,以及社会经济统计数据(表1).
Tab. 1 Data and data sources

表1 主要数据及其来源

数据 数据来源
土地覆被数据 利用2010年Landsat TM/ETM+数据和HJ-1卫星CCD数据分类得到
土壤类型分布数据 1:100万全国土壤类型图
土壤属性数据 《中国土种志》
南京土壤所中国土壤数据库(http://www.soil.csdb.cn/)
数字高程数据(30 m) ASTER Global DEM V2 数据(http://gdex.cr.usgs.gov/gdex/)
2010年植被全年合成的净初级生产力数据(1 km) MODIS MOD17A3数据(http://modis.gsfc.nasa.gov/)
2010年降雨数据 中国气象科学数据共享服务网(http://cdc.cma.gov.cn/)
社会经济统计数据 2011年各省统计年鉴
2011年中国农村统计年鉴
中华人民共和国国家统计局网站(http://www.stats.gov.cn/)

3 生态补偿研究方法

3.1 生态系统服务价值的估算方法

依据国际广泛认可的千年生态系统评估(TheMillennium Ecosystem Assessment,简称MA)工作组对生态系统服务功能的分类,生态系统服务功能包括供给功能,调节功能,文化功能以及支持功 能[17].供给功能和文化功能的价值,可通过市场价格和收入进行估算和衡量,属于生态系统的直接使用价值[18],商品化无法直接估算的调节功能和支持功能属于生态系统服务功能的间接使用价值.
基于生态系统服务功能价值的贫困区差异化补偿,主要是通过区域社会经济发展状况来体现,而生态系统直接使用价值已经在市场机制中转化为货币,为区域经济发展做出了贡献,在生态补偿标准的计算中应不予考虑[1].因此,本文主要估算通过商品化无法直接估算的调节功能和支持功能这2大间接使用价值,包括大气调节,净化环境,土壤保持,营养循环和水源涵养5大服务功能价值(表2).评估对象包括中国14个集中连片贫困地区的森林,草地,灌丛,农田4类生态系统.这4类生态系统是集中连片贫困区的主导生态系统,除去荒漠,城镇等生态系统功能价值较低的生态系统,2010年这4种生态系统的总面积占片区总面积的81.2%,分别为17.6%,41.3%,10.3%和12.0%,其价值能充分代表贫困片区生态系统服务功能的间接使用价值.
Tab. 2 The framework of eco-service assessment in 14 contiguous destitute areas of China

表2 集中连片贫困区间接使用价值评估体系

间接使用价值类型 具体含义
调节
功能		 大气调节 固定CO2 生态系统对CO2的调节作用价值,对CO2的吸收价值为正值
释放O2 生态系统对O2的调节作用价值,对O2的释放价值为正值
净化环境 吸收SO2 森林生态系统和草原生态系统对SO2的吸收功能的价值
滞尘 森林生态系统和草原生态系统对粉尘的吸收功能的价值
支持
功能		 土壤保持 减少土壤废弃 生态系统因土壤保持而减少了土壤的废弃产生的价值
土壤肥力保持 生态系统保持土壤肥力功能的价值
减轻泥沙淤积 减少生态系统泥沙流失,从而减少泥沙在水库等地淤积损失的价值
营养循环 持留养分 生态系统的土壤中含有大量营养物质(主要为全氮,有效磷,有效钾)的生态服务功能价值
水源涵养 蓄积水分 生态系统储蓄水分所产生的生态服务功能价值
本文评估的生态系统服务功能价值是这5个方面功能价值的汇总.具体来说,生态系统大气调节功能价值,可通过将二氧化碳的吸收量与氧气的释放量折算为造林成本来估算;生态系统净化环境功能的价值利用费用成本法,通过估测生态系统吸收的二氧化硫和粉尘的总量,再乘以相应污染物的处理价格得到[19-20];生态系统在土壤保持方面的总价值通过其在减少废弃地,肥力保持,以及减少泥沙淤积3方面功能的价值来体现,分别通过机会成本法[21],影子价格法[21],以及影子工程法[22]估算.其中,土壤保持量的估算参考通用水土流失方程[23-24]和典型地区土壤侵蚀案例[25-28];生态系统营养循环价值的估算首先利用生物库持留法估算各生态系统的地上持留养分[29-32],再参考各覆被类型营养物质地上地下分配的比例[33]对总的营养循环价值进行估算;生态系统水源涵养价值的测算通过估计生态系统中枯落物和土壤的蓄水量,再将蓄积的水量换算成水库建设成本得以衡量[34].生态价值估算中所使用的全部模型和参数见附录A.

3.2 生态补偿标准的估算方法

一般情况下,贫困区生态补偿需求迫切性与 区域单位面积GDP成反比,与同期单位面积生态 价值量成正比.贫困区经济的增长主要依赖于 自然资源的开发和利用,贫困区单位面积GDP 量越小,经济发展需求更为迫切;而单位面积生 态价值量越大,通常表明区域为保护生态环境所 牺牲的发展机会成本越多,对生态补偿需求也更为迫切.
为减缓单位面积GDP量较低地区迫切的发展需求,从而降低区域生态价值快速减少的风险,在支付能力有限的情况下应优先考虑生态补偿需求更为迫切地区的补偿资金投入.因此,本文在折算系数方法基础上,增加了区域生态补偿需求强度系数以反映生态补偿标准的区域差异.区域生态补偿需求强度系数采用单位面积GDP与单位面积生态系统价值的比值归一化结果来表征,差异化生态补偿标准估算方法见式(1).
R T = V T × k × p (1)
式中: R T 为区域生态补偿总量; V T 为区域总生态系统服务价值; k 为生态价值折算系数; p 为区域生态补偿需求强度系数.生态价值折算系数的选取应体现当前国家经济发展水平,补偿区域生态质量,生态位置重要程度等因素[35-36].过去10年及未来中国经济都会持续快速增长,因此,本文选择了比现有案例[37-39]略高的15%作为集中连片贫困地区生态补偿折算系数.区域生态补偿需求强度系数估算方法见式(2).
p = 2 arctan ( V T G T ) P i (2)
式中: p 为区域生态补偿需求强度系数; V T 单位面积生态系统服务价值; G T 为区域单位面积GDP总量; P i 为圆周率.由于贫困区各县市单位面积GDP与单位面积生态系统价值比值服从对数正态分布,为避免生态补偿资金主要集中于少数县市,本文采用反正切函数进行归一化处理.

4 生态补偿测算结果与分析

经过测算,中国14个集中连片贫困区每年生产大量的"绿色GDP",2010年生态服务总价值达20 627.4亿元,这与同年份GDP总量(22 096.2亿元)大体相当(图2),说明中国集中连片贫困地区的生态系统对保障中国生态安全具有重要意义.而基于生态系统服务价值计算的全国14个集中连片贫困区生态补偿总量为每年1971.0亿元,约为贫困区年生态服务总价值的9.6%,约为贫困区当年GDP总量的8.9%(图2,表3).
Fig. 2 Eco-service, eco-compensation and annual GDP in the 14 contiguous destitute areas of China in 2010

图2 2004年集中连片重点贫困地区生态系统服务价值总量,年GDP及建议生态补偿额度(×109元)

Tab. 3 Eco-service and eco-compensation in the 14 contiguous destitute areas of China

表3 基于生态价值的集中连片贫困片区生态补偿标准

片区 生态系统服务价值/(×109元) GDP/(×109元) 补偿标准/(×109元) 排序
西藏地区 465.1 39.9 71.8 1
四省藏区 450.7 93.9 58.6 2
滇西边境山区 221.7 129.9 18.9 3
秦巴地区 195.4 368.6 12.1 4
滇黔桂石漠化地区 218.9 249.2 11.4 5
六盘山片区 123.6 188.9 8.1 6
南疆三地州 45.3 47.5 4.4 7
武陵山片区 116.9 270.4 4.1 8
乌蒙山片区 87.0 115.7 3.4 9
大兴安岭南麓山片区 27.3 82.8 1.2 10
燕山-太行山片区 34.5 134.5 1.1 11
罗萧山片区 31.8 117.4 1.0 12
吕梁山片区 30.8 331.2 0.6 13
大别山片区 13.7 39.6 0.4 14
总计 2062.7 2209.6 197.1 -

4.1 集中连片贫困区生态系统服务价值

(1)单位面积生态系统服务价值
经过计算得到全国14个集中连片贫困区分辨率为30 m的单位面积生态系统服务价值(图3).单位面积生态价值的空间变化呈现"中部高,东西低"的阶梯状分布,其阶梯状变化形态与中国三级阶梯的范围相吻合.但与地势高低变化趋势不同,单位面积生态价值最高的贫困地区位于中国地势的第二级阶梯上,其次分布于中国的第三级阶梯上,位于中国的第一级阶梯的贫困地区单位面积生态价值最低.这种特殊的空间分布形态有自然和社会2方面的历史原因:①分布在第二级阶梯上的绝大部分贫困山区位于中国中部以南地区,植被接收的光,热,水充足,其自然生长环境相对于位于第一级阶梯的贫困区植被要好,因而具有较高的生态价值;②分布在第二级阶梯上的贫困山区,地形起伏大,地势险要(尤其横断山脉地区),交通不便,社会经济不发达,生态系统受人类社会经济活动的干扰较小,因而相对于位于第一级阶梯的贫困区而言,具有较高的生态价值.
Fig. 3 Spatial distribution of eco-service in the 14 contiguous destitute areas (2010)

图3 集中连片重点贫困地区生态价值(2010年)

(2)各片区生态系统服务价值总量
从片区层面来看,由于各个片区的面积不同,有一半片区(7个)生态价值总量超过了1000亿元.其中,西藏地区和四省藏区的生态系统服务价值超过4000亿元,分别达到4651.4亿元和4506.7亿元;滇西地区和滇黔桂片区生态系统服务价值超过了2000亿元,分别达到2216.6亿元和1953.9亿元;吕梁山区的生态系统服务价值最低,但也达到136.5亿元(表3).从县域层面来看,绝大部分贫困县2010年的间接生态系统服务价值都超过了10亿元(图4).
Fig. 4 Eco-compensation based on eco-service assessment in contiguous destitute areas of China (2010年)

图4 基于生态系统服务价值评估的集中连片重点贫困区建议生态补偿标准(2010年)

比较各片区2010年GDP总量可以看出,广大西部地区尽管每年GDP总量较低,但生态系统服务价值很大,对国家生态安全具有重要意义.其中,西藏片区,四省藏区和南疆三地州3个西部片区,每年的生态服务总价值要大大超过GDP总量,分别为各片区GDP总量的11.7,4.8和1.7倍(表3).
(3)生态系统服务价值各指标状况
在中国,集中连片贫困区生态系统水源涵养服务功能价值最大,为10 264.4亿元,占总生态系统服务价值的49.8%;其次,为大气调节和营养循环,服务功能价值,分别为6058.0亿元和3550.6亿元,占总生态系统服务价值的29.4%和17.2%;土壤保持和净化环境相对较小,分别为512.0亿元和239.8亿元,占总生态系统服务价值的2.5%和1.2%(表4).
Tab. 4 Eco-service in each contiguous destitute area of China (billion Yuan)

表4 我国集中连片贫困片区各片区生态系统服务价值(×109元)

片区 大气调节 净化环境 土壤保持 营养循环 水源涵养 总计
吕梁山片区 4.3 0.1 0.6 5.1 3.5 13.7
罗霄山片区 16.6 1.4 1.2 5.2 7.4 31.8
大别山片区 17.1 0.4 0.8 9.3 3.2 30.8
燕山-太行山片区 10.3 0.3 0.5 10.5 13.0 34.5
大兴安岭南麓山片区 12.7 0.4 0.7 9.6 3.9 27.3
秦巴地区 62.1 2.5 6.1 26.2 98.6 195.4
六盘山片区 24.3 0.2 1.5 18.1 79.5 123.6
武陵山片区 51.6 3.1 3.9 30.1 28.2 116.9
乌蒙山片区 38.9 1.5 3.0 26.1 17.5 87.0
滇黔桂石漠化地区 84.0 3.6 6.1 34.9 90.3 218.9
滇西边境山区 110.9 3.7 7.4 38.6 61.0 221.7
南疆三地州 4.4 0.0 0.1 2.6 38.1 45.3
西藏地区 68.5 3.6 9.6 42.5 341.0 465.1
四省藏区 100.1 3.3 9.7 96.2 241.3 450.7
总计 605.8 24.0 51.2 355.1 1026.4 2062.7
生态系统水源涵养服务功能价值在西藏地区和四省藏区最高,分别为3409.9亿元和2412.7亿元,占水源涵养生态服务总价值的33.2%和23.5%,反映了青藏高原作为中国大江大河源头在中国水资源保障中的特殊地位.生态系统净化环境服务功能价值以滇西地区和西藏地区最高,价值量分别为1109.2亿元和1001.3亿元,占净化环境服务功能总价值的18.3%和16.5%.生态系统营养循环服务功能价值也以西藏地区和四省藏区最高,服务功能价值分别为962.2亿元和424.6亿元,占生态系统营养循环总价值的27.1%和12.0%.

4.2 基于生态系统服务价值的生态补偿

根据估算,中国14个集中连片贫困区生态补偿标准为每年1971.0亿元.具体来说,从片区来看,西藏地区补偿标准最多,为每年717.9亿元,占14个片区总补偿标准的36.4%;其次为四省藏区,补偿标准为每年585.9亿元,占14个片区补偿标准的29.7%;而滇西地区,秦巴地区,滇黔桂地区,六盘山片区,南疆三地州,武陵山片区和乌蒙山片区,补偿标准都超过30亿元(图4).从县域层面来看,有12.5%的贫困县建议补偿标准超过了当年GDP,这些地区均位于西藏地区和四省藏区,而87.5%的贫困县建议补偿标准低于当年GDP.
将此研究结果与目前国家在集中特困连片区开展生态补偿所实施的方案进行对比,发现国家给予14个集中连片特困区的生态补偿资金与当地为维持生态系统服务所损失的机会成本相比严重不足.当前集中特困连片区实施生态补偿有2种形式:(1)与国家重点生态建设工程配套的生态补偿.这种形式的补偿是在一定存续时间内直接补偿给农民,然而即使在补偿期内以单位面积的补偿数量来看,补偿额度也明显偏低[2],并不能完全弥补农民的经济损失;(2)国家重点功能区内县市的中央一般性财政转移支付.目前只有在国家生态功能区的县市可获取这种一般性财政转移支付,在集中连片特困区680个县中,有291个县可获得转移支付,占42.8%.即使获得一般性财政转移支付的县市,获得补偿量也严重不足.14个片区每年丧失的机会成本高达1791.0亿元,以此为生态补偿标准,平均每县应该获得生态补偿资金2.9亿元,而目前接受一般性财政转移支付的县平均每年接受一般性财政转移支付补偿资金0.94亿元,只占所需金额的32.4%.
生态补偿额度的不足会加大扶贫工作的压力.由于集中连片特困区自然条件差,在2,5和8 a的补助时间内完成区域产业结构调整十分困难,补偿期过后地方财政无法提供补助资金增加农民收入,会导致农民生活更为贫困.而一般性财政转移支付与当地为维持生态系统服务损失的机会成本相比也严重不足,这种情况在没有获得国家重点生态功能区一般性财政转移支付的389个特困县中尤为突出.
而在生态补偿资金严重不足的背景下,持续加大扶贫开发力度,也给区域生态带来了较为严重的风险.从2000-2010年片区内生态系统类型变化来看,在滇西边境山区,南疆三地州和大兴安岭南麓山片区中,由于扶贫开发导致的农业活动显著增强,区域生态安全面临较大的风险.南疆三地州片区地处沙漠边缘的灌丛分布区,对固定,半固定沙丘上灌丛与草原的开垦,必将加剧区域荒漠化,严重威胁绿洲区的生态安全.大兴安岭南麓片区湿地既是中国的生物多样性重点保护区域,也是东北平原松花江和嫩江流域重要蓄洪区,其损失的生态价值,以及其下游地区增加的损失要远大于当地的扶贫项目收益.滇西地区是滑坡,泥石流,崩塌,水土流失等地质灾害的多发区和重灾区,也是中国生物多样性最丰富的地区之一,森林开垦必将导致严重的生态破坏.
总之,对于集中连片贫困区,只有通过生态补偿彻底解决集中连片贫困区农民基本生存与发展问题,才能彻底解决生态保护问题.只有解决生态保护问题,区域的资源承载力才能提升,区域才有能力逐步提高自己资金的积累能力来实现经济的持续发展.因此,部分生态补偿资金增量的投入可能是解决集中连片特困区贫困问题关键所在.基于国家生态补偿资金,建立国家购买生态产品为主,开发性扶贫增长为辅的新发展模式,可能是保障中国集中连片贫困区区域可持续发展的基本途径,也是从根本上解决区域贫困的基本途径.

5 结论

中国14个集中连片贫困地区每年生产大量的"绿色GDP",对保障中国生态安全具有重要意义.2010年14个片区生态服务总价值达20 627.4亿元,与同年份GDP总量22 096.2亿元大体相当,在南疆三地州,四省藏区和西藏片区3个西部片区,每年的生态服务总价值为GDP总量的2-12倍.
国家给予14个集中连片特困区的生态补偿资金与当地为维持生态系统服务所损失的机会成本相比严重不足.14个片区每年丧失的机会成本高达1791.0亿元,以此为生态补偿标准,每县平均应该获得生态补偿资金2.9亿元,而目前接受一般性财政转移支付的县平均每年接受补偿资金0.94亿元,不到所需金额的1/3.
在中国集中连片贫困区,国家给予生态补偿资金严重不足,不但给各片区扶贫工作带来巨大压力,也给区域带来了严重的生态风险.滇西边境,南疆三地州和大兴安岭南麓片区由于扶贫开发 导致的农业活动显著增强,造成的生态风险尤为 突出.
生态补偿资金增量的投入可能是解决集中连片贫困区贫困问题关键所在.在增加补偿资金基础上,可建立以国家购买生态产品为主,开发性扶贫增长为辅的新发展模式,这可能是保障中国集中连片贫困区区域可持续发展的基本途径,也是从根本上解决集中连片贫困区贫困问题的基本途径.

附录A: 生态系统服务价值估算模型与参数

集中连片贫困地区生态系统的间接使用价值(E)是由生态系统的大气调节功能价值(E1),净化环境功能价值(E2),土壤保持功能(E3),营养循环功能价值(E4)和水源涵养功能价值(E5)共同加总的结果.即:
E = E 1 + E 2 + E 3 + E 4 + E 5 (A1)
1) 大气调节功能价值(E1)估算模型
生态系统在大气调节方面的价值(E1)可通过生态系统固定CO2的价值(E11)和生态系统释放O1的释放的价值(E12)来估计,即:
E 1 = E 11 + E 12 (A2)
生态系统固定CO2的价值和生态系统释放O2的释放的价值可通过将CO2的吸收与O2排放量折算成造林成本,碳税率或者工业制氧成本来估算.CO2的吸收量与O2的释放量根据光合作用方程,生态系统每生产1 g干物质时,需要吸收1.63 g CO2,同时释放1.19 gO2.
固定CO2的价值的计算方法如式(A3)所示.
E 11 = ∑ A × NPP × 1.63 × ( 12 44 ) × C FC (A3)
式中:E11为固定CO2的经济效益( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积(km2);NPP为某生态系统初级生产量( t ∙ a - 1 ∙ k m - 2 );1.63为光合作用方程式常数;12/44为通过CO2折算其中C的质量;CFC表示碳的造林成本( 元 ∙ t - 1 ),本文取260.90(元·t-1).
释放O2的计算方法如式(A4)所示.
E 12 = ∑ A × NPP × 1.19 × C FO (A4)
式中:E12为释放O2的经济效益( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积(km2);NPP为某生态系统初级生产量( t ∙ a - 1 ∙ k m - 2 );1.19为光合作用常数;CFO为氧的造林成本,按352.93(元·t-1)进行计算.
2) 净化环境功能价值(E2)估算模型
生态系统净化环境的功能包括森林生态系统对SO2的吸收和滞尘功能.因此,生态系统净化环境的价值(E2)可通过其对SO2的吸收价值(E21)和滞尘价值(E22)来进行估计.即:
E 2 = E 21 + E 22 (A5)
净化环境的功能通过费用成本法估算,即先计算出生态系统吸收的SO2和粉尘总量,再乘以相 应污染物的处理价格,得到该服务功能对应的 价值.
吸收SO2的计算方法如式(A6)所示.
E 21 = ∑ A × R S O 2 × C S O 2 (A6)
式中:E21表示吸收SO2所带来的经济效益( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积(hm2); R S O 2 为单位面积该生态系统对SO2的吸收率( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ); C S O 2 为削减单位SO2的工程成本( 元 ∙ t - 1 ). R S O 2 参考值针叶林0.216( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),阔叶林0.00865( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),针阔叶混交林0.112( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ), C S O 2 参考值1200( 元 ∙ t - 1 ).
滞尘的计算方法如式(A7)所示.
E 22 = ∑ A × R sand × C sand (A7)
式中:E22表示吸收粉尘所带来的经济效益( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积(hm2);Rsand为单位面积该生态系统对粉尘的吸收率( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),二者相乘结果表示总的粉尘吸收量;Csand为削减单位粉尘的工程成本( 元 ∙ t - 1 ).Rsand参考值针叶林为33.2( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),阔叶林为10.2( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),针阔叶混交林21.7( t ∙ a - 1 ∙ h m - 2 ),Csand参考值150( 元 ∙ t - 1 ).
3) 土壤保持功能价值(E3)估算模型
生态系统通过减少土壤侵蚀保持土壤,可减少废弃土地的产生,同时减少N,P和K的流失和泥沙淤积.因此,生态系统在土壤保持方面的总价值E3可通过其减少废弃地的价值E31,肥力保持的价值E32,以及减少泥沙淤积的价值E33体现,分别通过机会成本法,影子价格法以及影子工程法估计,如式(A8)所示.而减少废弃地的价值,肥力保持的价值以及减少泥沙淤积的价值的估算都与生态系统的土壤保持量相关.因此,首先计算集中连片贫困区2010年土壤保持量.
E 3 = E 31 + E 32 + E 33 (A8)
(1) 土壤保持量的估算模型
土壤保持量由潜在土壤保持量与现实土壤保持量之差进行估算.其中,潜在土壤保持量是指没有地表覆盖因素和土地管理因素情形下可能发生的土壤侵蚀量,而现实土壤侵蚀量是指当前地表覆盖情形下的土壤侵蚀量.土壤保持量由通用水土流失方程(USLE)计算得到,如式(A9)所示.
A C = R × K × L × S × 1 - C × P (A9)
式中: A C ( t ∙ h m - 2 ∙ a - 1 )表示土壤保持量; R （ MJ ∙ mm h m 2 ∙ h ∙ a ） 表示降雨侵蚀力指标; K ( t ∙ h m 2 ∙ h MJ ∙ mm ∙ h m 2 )为土壤可蚀性因子; L 为坡长因子(无量纲);S为坡度因子(无量纲);C为地表植被覆盖因子(无量纲);P为土壤保持措施因子(无量纲).
当无植被覆盖和无土壤保持措施时,C和P均取值为0,土壤侵蚀量可以作为土壤潜在的侵蚀量;而C和P取实际值时,计算的土壤侵蚀量为实际侵蚀量.
降雨侵蚀力指标R反应降雨引起土壤流失的能力,计算方法如式(A10)所示.
R = 4.17 ∑ i = 1 12 j i 2 J - 152 (A10)
式中: ji表示月降水;J表示年降水;i表示月份.
土壤可蚀性因子K是衡量土壤抗蚀性的指标,采用土壤有机碳和粒径组成估算,参考侵蚀-生产力影响模型EPIC的算法,如式(A11)所示.
K = 0.2 + 0.3 exp - 0.0256 S a 1 - S i 100 S i C l + S i 0.3 × 1 - 0.25 C C + exp ( 3.72 - 2.95 C ) × 1 - 0.7 S n S n + exp ( - 5.51 + 22.9 S n ) 7.59 (A11)
其中,
S n = 1 - S a / 100 (A12)
式中: S a 表示土壤中砂粒含量(2~0.05 mm); S i 表示粉砂含量(0.05~0.002 mm); C i 表示黏粒含量(<0.002 mm);C表示有机碳含量(%).
坡长因子被定义为坡长的幂函数,坡度坡长因子(LS)表示某给定坡长和坡度的坡面上土壤流失量与标准径流小区典型坡面上的土壤流失的比值,对土壤侵蚀起加速作用.L、S的计算方法如式A(13)-A(15)所示.
L = ( λ / 22.13 ) m (A13)
m = 0.2 , θ ≤ 1 ° 0.3 , 1 < θ ≤ 3 ° 0.4 , 3 < θ ≤ 5 ° 0.5 , θ > 5 ° (A14)
S = 10.8 sinθ + 0.036 , θ < 5 ° 16.8 sinθ - 0.5 , 5 ≤ θ < 10 ° 21.9 sinθ - 0.96 , θ ≥ 10 ° (A15)
式中: λ 为坡长(m); θ 值根据ASTER DEM数据,使用ArcGIS软件计算获取.
(2) 减少土地废弃价值估算模型
根据土壤保持量和土壤表土厚度推算因土壤侵蚀造成的废弃土地的面积,采用机会成本法计算出不同生态系统因土地废弃而失去的年经济价值,计算方法如式(A16)所示.
E 31 = ∑ A C × B h × 10 000 ρ (A16)
式中:E31表示减少土地废弃地的价值( 元 ∙ a - 1 );AC为表示某生态系统年均土壤保持量( t ∙ h m - 2 ∙ a - 1 );B为该生态系统的年均收益( 元 ∙ h m - 2 );h为土壤厚度(m); ρ 为土壤容重( t ∙ m - 3 ).
(3) 土壤肥力保持价值估算模型
生态系统减少了土壤侵蚀,因而可减少营养物质(主要为N,P和K)的流失,将纯的碱解氮,有效磷和速效钾含量按照一定的调整系数换算得到氮肥,磷肥和钾肥的含量,通过市场上3种肥料的平均价格,此估计生态系统在土壤肥力保持方面的经济效益.
土壤肥力保持计算方法如式(A17)所示.
E 32 = ∑ A C × C fi × P i / 10 000 (A17)
式中:E32为土壤肥力保持的价值( 元 ∙ a - 1 ),土壤保持量( t ∙ h m - 2 ∙ a - 1 );Cfi为土壤中碱解氮,有效磷和速效钾的含量(ppm);调整系数按照尿素(总氮为46.3%),磷肥(总磷为44%),氮肥(50%)进行换算;Pi为化肥价格( 元 ∙ t - 1 ),参考2010年市场价格尿素2000( 元 ∙ t - 1 ),磷肥570( 元 ∙ t - 1 ),钾肥4730( 元 ∙ t - 1 ).
(4) 减轻泥沙淤积价值估算模型
按照中国主要流域的泥沙运动规律,全中国土壤侵蚀流失的泥沙有24%淤积于水库,江河和湖泊,可根据水库工程费用表示因土壤侵蚀较少所带来的经济效益.
计算方法如式(A18)所示.
E 33 = 24 % × ∑ A C × τ ρ (A18)
式中:E33为减轻泥沙淤积的价值( 元 ∙ a - 1 );Ac为某生态系统土壤保持量( t ∙ h m - 2 ∙ a - 1 ); τ 为水库工程费用( 元 ∙ m - 3 ),参考值取6.11; ρ 为土壤容重( t ∙ m - 3 ).
4) 营养循环功能价值(E4)估算模型
营养循环功能价值的估算首先利用生物库持留法估算各生态系统地上部分持留的养分(主要是氮磷钾),再结合各覆被类型营养物质地上地下分配的比例来估算生态系统维持营养循环功能价值的大小,即:
E 4 = E above × 1 + k (A19)
式中:Eabove为采用生物库持留法估算的地上生物量维持营养循环的价值( 元 ∙ a - 1 );k为根茎比,定义为8月植被根生物量除以植被的地上生物量(茎和叶生物量之和)的比值.
地上生物量维持营养循环的价值估算方法如式(A20)所示.
E above = ∑ A × NPP × C ai × P i (A20)
式中:Eabove为营养循环经济效益( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积(km2);NPP为某生态系统初级生产量( t ∙ a - 1 ∙ k m - 2 );cai为各类生态系统营养物质(N,P,K)含量的百分比;Pi为化肥价格;N,P,K肥的调整系数和化肥价格( 元 ∙ t - 1 )参考土壤肥力保持价值的计算.
5) 水源涵养功能价值(E5)估算模型
水源涵养价值(E5)主要通过生态系统的枯落物蓄水价值E51和土壤蓄水价值E52来估计,即:
E 5 = E 51 + E 52 (A21)
(1) 枯落物蓄水价值估算模型
枯落物蓄水价值的估算是通过影子工程法,将生态系统蓄积的水量转化为单位体积水库建设成本衡量其生态服务功能的价值,即:
E 51 = ∑ A × L × τ / γ (A22)
式中:E51为枯落物蓄水价值( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积( h m 2 );L为某种生态类型的最大持水量( t ∙ h m - 2 ∙ a - 1 ); γ 为水的容重( t ∙ m - 3 ); τ 为水库工程费用( 元 ∙ m - 3 元),参考值取6.11.
(2) 土壤蓄水价值估算模型
估算土壤蓄水价值先要计算土壤蓄水量,再通过影子工程法,将生态系统蓄积的水量通过单位 体积水库建设成本转化为其生态服务功能的价 值,即:
E 52 = ∑ 10 000 × A × h × ω × τ γ (A23)
式中:E52为土壤蓄水价值( 元 ∙ a - 1 );A表示某生态系统的面积( h m 2 ); ω 为某生态系统下土壤的非毛管孔隙度(%);h为表层土壤厚度(m); γ 为水的容重( t ∙ m - 3 ); τ 为水库工程费用( 元 ∙ m - 3 元),参考值取6.11.

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张彪,李文华,谢高地,等.森林生态系统的水源涵养功能及其计量方法[J].生态学杂志,2009,28(3):529-534.为全面认识与正确评价森林生态系统的水源涵养功能，本文探讨了其概念、表现形式及其计量方法，认为：1）森林的水源涵养功能是一个动态、综合的概念，随着人们对森林水文作用认识的不断深入，其内涵不断丰富扩大，因此森林的水源涵养功能概念存在狭义和广义之分;2）森林的水源涵养功能（广义）有多种表现形式，包括拦蓄降水、调节径流、影响降雨和净化水质等，不过其具体表现形式与研究对象、研究目的以及研究尺度有关;3）目前森林拦蓄降水功能的计量方法主要有土壤蓄水能力法、水量平衡法、年径流量法和多因子回归法等8种，不过这些方法都存在一定的局限性，实际应用中需要综合考虑。

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李意德,陈步峰,周光益,等.海南岛热带天然林生态环境服务功能价值核算及生态公益林补偿探讨[J].林业科学研究,2003,16(2):146-152.概述了森林生态环境服务功能的价值核算基础和现状,并以海南岛尖峰岭热带林生态系统定位研究站过去几十年的研究结论和参数,对海南岛热带天然林的生态环境服务功能价值进行了核算,总价值达43.9×10<sup>8</sup>元人民币?a<sup>-1</sup>其中森林固定CO<sub>2</sub>的价值占20.53%,O<sub>2</sub>释放价值占22.82%,森林凋落物制肥效益占6.44%,固土价值占0.81%,保肥价值占4 .19%,蓄水价值占13.49%,调洪补枯价值占24.70%,改善环境价值占7.02%。按单位面积计算,热带原始林的价值接近7000元?hm<sup>-2</sup>?a<sup>-1</sup>天然更新林超过6500元?hm<sup>-2</sup>?a<sup>-1</sup>。最后对海南岛以热带天然林为主的生态公益林补偿提出了建议。

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鲍锋,孙虎,延军平.森林主导生态价值评估及生态补偿初探[J].水土保持通报,2005,25(6):101-104.近年来关于森林生态效益的补偿问题已成为生态学研究热点,但多侧 重于整体价值核算或单项价值核算,很难满足多层次生态价值评价的实际需要.引入区域经济学中的区位商和主导产业理论,在森林的生态补偿中首次提出生态区位 商和主导生态价值的概念.以八达岭林场为例,对森林资源的生态区位商和主导生态价值进行了计算,初步建立了生态补偿的概念模型,完善了森林生态补偿理论.

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[ Bao F, Sun H, Yan J P.A primary discussion on evaluation of forest leading ecological values and ecological compensation[J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2005,25(6):101-104. ]

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[ Wang C L, Zhu Z L, Wang M M, et al.Research for the ecological function regionalization of ecological compensation based on ecological service value-An example of Longde county in Ningxia Hui Autonomous Region[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2014,21(1):208-212,218. ]

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