生态补偿是用经济的手段激励人们对生态系统服务进行维护和保育，解决由于市场机制失灵造成的生态效益的外部性并保持社会发展的公平性，达到保护生态与环境效益的目标^[1]，是政府维护国家生态安全、加强环境保护和改善民生等活动所迫切需要研究的重大问题之一^[2]。如何确定经济补偿的强度，是生态补偿研究的核心和难点；生态补偿量的大小是否合理决定了生态补偿实施的可行性和有效性。近几十年来，国内外学者采取不同方法对此展开积极的探索，概括起来，主要有成本法、意愿调查法和生态系统服务价值法等；这些方法有其各自的特点，理论依据和适用条件不同，核算的结果往往差异很大。成本法按生态保护与建设的直接投入和机会成本进行补偿，在实践中应用较广^[3]。然而，生态建设投入等量的经济成本不一定能带来等量的生态效益，生态建设产生的生态效益又远远高于生态建设的成本损失，由此，成本补偿显然达不到利益分配的公平。从当前各地补偿政策的实施情况来看，采用成本法的补偿偏低，在很大程度上影响了生态补偿的效果^{[4, 5, 6, 7]}。意愿调查法利用效用最大化原理，在模拟市场情况下，直接调查和询问人们对某一环境效益改善或资源保护措施的支付意愿，或者对环境或资源质量损失的接受赔偿意愿^[8]。意愿调查法的基础资料易于获取，可操作性强，但受主观因素影响，其结果的准确性差，且难以协调支付意愿和接受意愿的不对称问题^[9]。生态系统服务价值法以生态保护过程提供的生态系统服务价值作为补偿的测算依据。学者一般认为，通过该方法能够实现生态效益的最大化 (即边际外部成本等于边际外部收益)，它在理论上是最佳补偿额^[10]。现阶段，在生态系统服务价值评估上，尚无统一的单项或单要素的资源化环境价值计量方法及综合的经济环境一体化核算 (绿色核算) 指标，因此，生态系统服务价值法的难点在于区域生态系统服务价值评估指标的筛选以及评估方法的运用。另外，基于该方法进行生态补偿，必须明确的关键性问题是，生态补偿的数量不直接以区域生态系统服务的存量价值为依据，而是以区域生态恢复所产生的新增生态系统服务价值作为补偿的理论限值。鉴于此，本文在青海三江源区生态补偿研究中，重点探讨如何选择生态补偿需求下的区域生态系统服务价值评估指标，如何提高区域生态系统服务价值的估算精度，以及如何确定生态保护和建设活动中的区域生态系统服务价值增益。草地是三江源区最主要的生态系统类型，退化草地的恢复与可持续管理是国家和地方政府对该区生态环境建设和投资的重心，故本文以三江源区退化草地恢复为例讨论相关生态补偿问题，以期为三江源区生态补偿政策的制定提供科学基础，并对生态补偿量的测算方法研究进行补充。

三江源区地处青藏高原腹地、青海省南部，位于89°24′—102°23′ E和31°39′—36°16′ N之间，地势由东南至西北逐渐抬升，温度和降水量自东南向西北均逐渐降低，具有典型的高原大陆性气候特征^[11]。三江源区行政区域涉及果洛、玉树、海南、黄南4个藏族自治州的16个县和格尔木市的唐古拉乡，土地总面积约为36.30×10⁴km²，其中草地面积约占全区总面积的70%。三江源区是我国长江、黄河和澜沧江的发源地，素有“中华水塔”之称。它既是中国生态安全的重要屏障，同时也是自然生态系统最敏感和最脆弱的地区之一。2003年，国家正式批准了三江源国家级自然保护区 (以下简称“保护区”)，总面积达15.23×10⁴ km² (图 1)。2005年，国家又开始启动实施了《青海三江源自然保护区生态保护和建设总体规划》，总投资超过75亿元，用于生态保护与建设、农牧民生产生活基础设施建设和科技支撑等建设项目；其中生态保护与建设投资49.25×10⁸元，建设内容涉及退牧还草、已垦草原还草、退耕还林、生态恶化土地治理、森林草原防火、草地鼠害治理、水土保持和保护管理设施与能力建设等。

图 1 研究区的地理位置 Fig. 1 Location of the study area

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本研究以生态系统服务价值为核心，首先根据三江源区生态系统的类型及其功能特点，构建区域生态系统服务分类体系，分析并筛选出适用于生态补偿目的的各项指标，然后综合考虑生态系统类型、植被覆盖状况以及气候因子的时空差异，确定各项价值指标的评估方法。其次，以2005年为基准年，估算生态保护和建设活动实施前的三江源区草地生态系统服务价值；在此基础上，结合专家咨询法获得的不同退化程度草地的生态功能系数，推算三江源区不同退化程度草地的单位面积生态价值。最后，将三江源区天然草地植被的覆盖特征与其草地植被的覆盖现状进行对比分析，测算基于退化草地完全恢复的生态系统服务价值增量，也就是生态补偿的数量。

自然生态系统为人类提供了丰富的物质生态产品(如粮食、水、燃料等)和重要的功能性服务 (如调节气候、净化水源等)，其中一部分产品和服务给人类带来了福利却没有进入市场，表现出正外部性。从经济学的角度来说，其价值的大小等于社会收益与私人收益的差额，即外部收益。如图 2所示，MSR为边际社会收益曲线，MPR为边际私人收益曲线，OS为供给曲线。当不存在外部性时，边际社会成本与边际私人成本相等，边际社会收益与边际私人收益相等，可以达到资源配置的帕累托最优状态，在图 2中表现为MSR与MPR重合，C为社会最优点。然而，在生态环境保护领域，生态系统服务的正外部性特点使一部分价值无法在经济市场中得到体现，导致边际私人收益与边际社会收益相背离，在图 2中表现为，MPR曲线位于MSR曲线之下。当供给量为Q时，供给曲线 (OS) 高于边际私人收益 (MPR)，为了追求利益的最大化，市场会减少生态系统服务的供给量，当边际私人收益曲线 (MPR) 与供给曲线 (OS) 相交于E点时，达到现实市场的均衡。从C到E的过程中，社会净福利减少了EBC，私人减少的利益损失为ECD。

正外部性的存在导致生态系统服务供给不足。在这种情况下，政府可以通过补贴或奖励等经济干预手段，激励人们从事生态保护与建设活动，提高生态系统服务供给水平，以达到私人最优与社会最优的一致，在图 2中表示为，将生态系统服务供给量由Q′提高到Q，市场均衡点由E变成C。要使MPR与MSR的水平一致，从理论上，政府需要全部发放的补贴为EBCD，而它恰好为外部收益的增加量 (即无法进入市场的那部分生态系统服务的价值增量)。在现实中，因为受社会生态价值购买意愿、补偿主体购买能力、保护主体强制意愿以及区域社会经济发展水平等实际因素的影响，生态补偿的数量与生态系统服务的价值增量不可能完全一致，常辅以利益主体相互协商的方式进行调整，但至少不低于外部成本ECD^[9]。

图 2 外部性不存在时的情况 Fig. 2 the condition of non-externality P：价格price;Q：供给量quantity;MSR：边际社会收益曲线Marginal Social Revenue Curve;MPR：边际私人收益曲线Marginal Benefit Curve;OS：供给曲线Supply Curve; C：社会最优点;E：市场均衡点;EBC：社会净福利;ECD：私人收益损失

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生态系统服务分类是生态系统服务价值评估的重要环节。当前，国内外学者对生态系统服务分类进行了诸多探讨，其中以Costanza^[12]、De Groot^[13]以及MA^[14](Millennium Ecosystem Assessment)的研究成果最具有代表性^[15]。由于MA提出的分类体系有助于反映生态系统服务与人类福祉的关系，本文依此将三江源区生态系统服务归纳为供给服务、调节服务、文化服务和支持服务四类，进而从研究区生态系统的类型、功能特点以及生态系统服务的重要程度等角度出发，构建了三江源区生态系统服务分类体系 (图 3)。由于土壤形成、初级生产等支持服务是其他服务的基础，其价值全部体现在其他三类服务上，对其估价会造成价值的重复计算，故不对支持服务进行估价^[14]。其次，三江源区供给服务和文化服务的价值能够在市场交易中得以实现，因此，本文基于生态补偿需求的生态系统服务价值评估主要针对调节服务而进行，涉及的评估指标具体包括水分调节价值、吸收SO₂价值、固碳价值、保持土壤养分价值、减少废弃土地价值和减少泥沙淤积价值。

图 3 三江源区生态系统服务分类体系及价值评估指标 Fig. 3 Classification system and valuation indicators of ecosystem services in the TRHR

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借鉴Costanza等^[12]有关生态系统服务价值的计算模式，构建了生态补偿需求下的三江源区草地生态系统服务价值评估模型，公式如下：

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式中，V_grass为草地生态系统服务总价值，V_h为水分调节价值，V_a为吸收SO₂价值，V_c为固碳价值，V_s1为保持土壤养分价值，V_s2为减少废弃土地价值，V_s3为减少泥沙淤积价值。

采用物质量和价值量相结合的方法对各项指标逐一进行估算，具体步骤参见文献^[16]。

(1) 草地植被退化状况分析

生态系统退化状况分析是生态系统服务价值增益核算的重要前提。首先从青海省草原总站提供的《青海草地资源》资料，提取青海省不同草地类型的自然特征数据 (草地植被盖度)；结合中国1 ∶ 100万植被图，将三江源区不同草地类型的植被盖度进行空间属性赋值，得到三江源区天然草地植被盖度空间分布图。其次，利用NDVI遥感数据和像元二分法，得到2005年三江源区草地植被覆盖的空间分布图。最后，在划定天然草地退化程度标准的基础上，经过图层间的叠加计算，获得2005年三江源区不同退化程度草地的面积及空间分布图。植被覆盖度的计算公式 (像元二分法)^[17]为：

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式中，c为植被覆盖度，NDVI为植被指数，NDVI_v为茂密植被覆盖的NDVI值，NDVI_s为完全裸土像元的NDVI值。

天然草地的退化程度可以通过群落种类组成、盖度、凋落物、产草量、可食牧草比例、可食牧草高度变化、鼠类变化、土壤状况以及草场质量等多种指标来反映^[18]。考虑到生态补偿的研究尺度，本文主要依据植被盖度变化这一关键性指标对天然草地的退化程度进行划分，具体判别标准如表 1所示。

(2) 不同退化程度草地单位生态价值的确定

本文引入生态功能系数，对2005年三江源区未退化草地的单位面积生态价值进行修正，以反映不同退化程度草地的生态价值的不同。就草地而言，其生态功能与覆盖度之间存在密切的关系^[19]；邀请5个以上专家对不同退化程度草地的生态功能系数进行打分 (专家咨询法)^[20]，结果为：没有退化草地的生态功能系数为1，轻度退化草地的生态功能系数为0.8，中度退化草地的生态服务系数为0.5，重度及重度以上退化草地的生态功能系数为0.2。修正后的草地单位面积生态价值为：

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式中， _i为修正后的i类退化程度草地的单位面积生态价值， _grass为未退化草地的单位面积生态价值，m_i为i类退化程度草地的生态功能系数。公式中“i”的含义为：“1”代表未退化草地，“2”代表轻度退化草地，“3”代表中度退化草地，“4”代表重度及重度以上退化草地。

(3) 基于退化草地完全恢复的价值增益

生态恢复的最理想估计是将所有退化草地完全恢复。以2005年为起点，假设经过一段时间的整治和管理，能够使三江源区的轻、中、重度及重度以上退化草地全面恢复到未退化草地的水平，那么该区新增的生态系统服务价值总量为：

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式中，ΔV为新增生态系统服务价值总量，₁为未退化草地的单位面积生态价值，A为草地总面积，_i为i类退化程度草地的单位面积生态价值，A_i为i类退化程度草地的面积。

在现实条件下，生态保护和建设是一个循序渐进的过程。根据生态恢复措施的实施对象、实施规模、实施进度以及退化草地的恢复年限，计算生态恢复期内三江源区新增的生态系统服务价值，公式如下：

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式中，ΔV_n为区域新增的生态系统服务价值，Δ_i为i类退化程度草地的单位面积价值增量，A_i为i类退化程度草地的面积。

某一生态恢复期内，i类退化程度草地的单位面积价值增量的计算公式如下：

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式中，Δ_i为i类退化程度草地的单位面积价值增量，_i、_i-1、_i-2和_i-3分别表示i、i-1、i-2、i-3类退化程度草地的单位面积生态价值，T _i，i-1 、T _i，i-2 和T _i，i-3 分别表示i类退化程度草地恢复至i-1、i-2、i-3类退化水平的年限，n为生态恢复措施的实施年数。Δ₂的计算公式采用(6)；Δ₃的计算公式采用(6)或(7)；Δ ₄的计算公式采用(6)、(7)或(8)。

本研究使用的数据及来源包括：(1) 土地利用/覆被数据,2005年土地利用/覆被数据来源于中国资源与环境数据中心，分辨率为1 km。(2) 遥感数据,2005年NPP数据来源于美国蒙大拿大学森林学院工作组(The Numerical Terradynamic Simulation Group)提供的MOD17A3产品，分辨率为1 km；2005年NDVI数据来源于“国际科学数据服务平台”提供的MODIS月植被指数L3产品，分辨率为1 km。(3) DEM数据,DEM数据及其衍生的坡度数据来源于地球系统科学数据共享平台(http://www.geodata.cn/Portal/index.jsp)，分辨率为1 km。(4) 气象数据,2003—2007年三江源区16个气象台站的降水量和气温数据来源于中国气象科学数据共享服务网(http://cdc.cma.gov.cn/home.do)。(5) 土壤数据,全国1 ∶ 100万土壤类型分布图来源于中国资源与环境数据中心。(6) 植被类型数据.全国1 ∶ 100万植被类型图来源于中国资源与环境数据中心。(7) 其他数据：主要包括《中国物价年鉴》、《青海统计年鉴》和《青海草地资源》等。

通过对三江源区天然草地植被盖度空间分布图和2005年三江源区草地植被覆盖度空间分布图进行叠加，用2005年影像数据的各像元植被覆盖减去天然草地植被覆盖图上对应像元的覆盖值，得到2005年三江源区草地退化的空间分布图 (图 4)；利用ArcGIS 9.3软件进行统计，得到2005年三江源区不同退化程度草地的面积 (表 2)。从统计结果来看 (表 2)，2005年三江源区草地退化面积20.68×10⁴ km²，占全区草地总面积的85.58%，草地退化状况以中、重度退化为主，其中，中度退化草地面积比例最高，占全区草地总面积的38.42%。从草地退化的空间分布状况来看 (图 4)，未退化草地集中分布于东部和中南部地区，轻度退化草地面积较小，分散于唐古拉乡、治多县西部以及兴海县北部地区，中度退化草地的分布较广，除泽库县和河南县之外，其他各地均有较大面积分布，重度及重度以上退化草地集中分布于杂多县、唐古拉乡、称多县以及玛多县和达日县的大部分地区。

图 4 2005年三江源区草地退化空间分布图 Fig. 4 Spatial distribution of grassland degradation in the TRHR in 2005

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对三江源区草地生态系统服务价值各项指标的评估表明 (图 5)：三江源区草地生态系统服务价值巨大，2005年水分调节、空气质量调节、气候调节和土壤保持价值分别为706.87×10⁸元、8.56×10⁸元、246.18×10⁸元和106.81×10⁸元 (包括保持土壤养分价值101.19×10⁸元，减少废弃土地价值0.62×10⁸元，减少泥沙淤积价值5.00×10⁸元)，共计1068.42×10⁸元。2005年草地面积约占全区总面积的70%，其水分调节价值在四项生态服务价值总量中所占比例高达66.16%，再次印证了三江源区作为水源发源地在水量平衡、调节区域水分循环和改善水文状况等方面做出的贡献。结合专家咨询法，引入生态功能系数，对三江源区未退化草地的平均单位生态价值进行修正，最终得到未退化、轻度退化、中度退化和重度及重度以上退化草地的单位面积生态价值(表 3)。

图 5 2005年三江源区草地生态系统服务价值量 Fig. 5 Ecosystem services value of grassland in the TRHR in 2008

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生态补偿量主要通过生态恢复所产生的新增生态系统服务价值来厘定。生态保护和建设活动实施前，三江源区轻、中、重度及重度以上退化草地的面积分别为25936 km²、92854 km²和88020 km²，利用公式(4)，计算得到三江源区基于所有退化草地完全恢复的生态补偿总量为911.62×10⁸ 元，其中，针对轻度退化草地完全恢复的补偿量为38.75×10⁸ 元，针对中度退化草地完全恢复的补偿量为346.83×10⁸ 元，针对重度以及重度以上退化草地完全恢复的补偿量为526.04×10⁸ 元。

赵新全等^[18]通过试验发现，三江源区草地生态系统一般经过3—6a能够得到基本恢复，其中，轻、中度退化草地在3—4a基本上能恢复到未退化前的水平，重度及重度以上退化草地的自然恢复能力很差，必须经过6a或者更长的时间才能达到恢复植被的目的。在此，确定三江源区轻度退化草地恢复至未退化水平的a限为3a，中度退化草地恢复至轻度退化水平的年限为1a，重度退化草地恢复至中度退化水平的年限为4a，并将三江源区生态恢复过程大致分为4个阶段：第1阶段将中度退化草地恢复至轻度退化水平，时间为1a；第2阶段将原轻、中度退化草地全部恢复至未退化水平，同时，将原重度及重度以上退化草地恢复至中度退化水平，时间为3a；第3阶段将原重度及重度以上退化草地恢复至轻度退化水平，时间为1a；第4阶段将原重度及重度以上退化草地全面恢复至未退化水平，时间为3a。根据公式(5) —(8)，计算得到不同恢复阶段三江源区应获的补偿金额(表 4)：第1阶段为270.34×10⁸ 元，第2阶段为312.51×10⁸ 元，第3阶段为197.26×10⁸ 元，第4阶段为131.51×10⁸ 元。

(1) 基于生态系统服务价值进行生态补偿研究的首要问题，是弄清生态系统服务价值与生态补偿之间的关系。本文从经济学的角度出发，以外部性理论为基础，阐述了生态补偿的最佳补偿额应该是由生态恢复所产生却无法进入市场的新增生态系统服务价值。许多学者亦将生态系统服务价值增量作为生态补偿量测算的重要依据之一，例如，钟瑜等^[21]以鄱阳湖区为例，对退田还湖的新增游乐和科教价值、生物多样性价值和降解污染物价值进行了量化研究，并以此作为补偿的上限；XIONG等^[22]在生态系统服务价值分类的基础上，将旅游服务、吸收N服务和吸收CO₂服务的价值增量作为洞庭湖湿地恢复补偿的上限；张落成等^[23]认为，水源地保护的最高补偿金额应该等于因生态环境保护而增加的水资源价值量；杨光梅^[24]根据草地退化状况和谢高地等人^[25]提出的草地单位面积生态价值，估算了内蒙古锡林郭勒草原恢复和治理的生态服务价值增量，并将估算结果用作经济补偿的理论限额。通过总结发现，以往研究虽然用生态系统服务价值增量来确定生态补偿的额度，但在生态系统服务价值指标的选取上存在很大的主观性。本研究认为，指标选取应该满足生态补偿的研究需要；由于现有的生态系统服务价值评估的理论、框架和方法不直接以生态补偿为目的，因此，在进行价值估算前，应根据区域生态系统的类型及功能特点，选取基于生态补偿需求的生态系统服务价值指标。另外，本文还对生态系统服务价值的评估方法和价值增益的核算方法等问题逐一进行了分析和回答。在综合考虑生态系统类型、植被覆盖状况以及气候因子的时空差异的基础上，运用RS、GIS技术和经济学方法，对生态系统服务价值进行定量估算，有利于提高区域生态系统服务价值的估算精度。

(2) 生态系统服务价值增益核算包含3个重要的步骤，一是判断区域生态系统的退化状况，二是设定区域生态保护和恢复的目标，三是确定退化生态系统的单位面积生态价值。刘纪远等^[26]在三江源区草地退化研究中，通过前后两期遥感图像色调和纹理特征的对比，分析了近30年来三江源区草地退化的时空特征。由于本研究设定的生态恢复目标，不只是追溯到20世纪70年代的水平，而是恢复到自然状态下的草地植被状况，因此，主要对比了生态保护和建设活动实施前 (2005年) 的三江源区草地植被覆盖和天然草地植被覆盖状况，退化草地的判读标准和结果也与现有研究有所不同。在退化草地的单位面积生态价值估算中，本文考虑到，生态系统服务价值的大小与土地利用类型、植被覆盖度以及气候等众多因素紧密相关，而当前的技术很难分离植被覆盖要素和其他因素对生态系统服务价值的贡献，因而结合专家咨询法，引入生态功能系数，对三江源区未退化草地的平均单位生态价值进行修正，以此来确定不同退化程度草地的单位面积生态价值。

(3) 生态补偿量的确定将影响生态补偿的效果，是生态补偿研究的重要内容。本研究结果显示，三江源区基于退化草地完全恢复的最高补偿量为911.61×10⁸ 元。为了增强生态补偿的现实有效性，可根据人们对生态价值的认识水平、生态环境需求以及经济发展状况，灵活调整生态恢复措施的规模、分布及实施进度，制定出不同层次的补偿方案。此外，应该提供的补偿、能够提供的补偿与需要提供的补偿之间存在一定差异，利用生态系统服务价值法计算得到的结果是应该提供的补偿额度，今后可结合生态保护和恢复的成本、生态系统服务供求双方的补偿意愿以及需求方的补偿能力等因素，对三者之间的关系做进一步探讨。

(1) 本文以外部性理论为基础，阐述了生态补偿的最佳补偿额应该是由生态恢复所产生却无法进入市场的新增生态系统服务价值。通过分析发现，三江源区基于生态补偿需求的生态系统服务价值主要由水分调节、空气质量调节、气候调节和土壤保持价值所组成；采用物质量和价值量相结合的方法折合成货币形式，得到生态保护和建设活动实施前(2005年)的三江源区草地生态系统服务价值为1068.42×10⁸ 元。

(2) 引入生态功能系数，对三江源区草地生态系统服务价值进行修正，得到未退化草地的单位面积生态价值为74.70×10⁴ 元/km²，轻度退化草地的单位面积生态价值为59.76×10⁴ 元/km²，中度退化草地的单位面积生态价值为37.35×10⁴ 元/km²，重度以及重度以上退化草地的单位面积生态价值为14.94×10⁴ 元/km²。

(3) 依据三江源区草地退化现状和生态恢复的目标，推算出三江源区退化草地完全恢复的生态补偿总量应为911.62×10⁸ 元，其中，针对轻度退化草地完全恢复的补偿量为38.75×10⁸ 元，针对中度退化草地完全恢复的补偿量为346.83×10⁸ 元，针对重度以及重度以上退化草地完全恢复的补偿量为526.04×10⁸ 元。