中国生态功能区财政转移支付制度体系重构——基于拓展的能值模型衡量的生态外溢价值，本文主要内容关键词为：生态论文,中国论文,重构论文,转移支付论文,模型论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。
生态环境是人类生存和发展的基本条件，也是经济社会可持续发展的基础。围绕中共十七大报告精神、国民经济和社会发展“十一五”规划纲要，以及关于编制全国主体功能区规划意见，国务院正式印发了《全国主体功能区规划》(国发[2010]46号)，依据自然条件的适应性、资源环境承载能力、提供生态产品理念等，将我国的国土空间划分为优化开发区、重点开发区、限制开发区和禁止开发区。针对限制和禁止开发区中主要提供生态产品的重点生态功能区，中央政府明确提出要建立和健全生态资源的有偿使用制度和生态环境补偿机制，合理平衡生态保护者与生态受益者间的利益分配。中共十八届四中全会首次提出“用严格的法律制度保护生态环境”，将生态环境保护上升到制度和法律层面。早在2008年，中央财政在均衡性转移支付制度体系下就单独设立了生态功能区财政转移支付，旨在增强生态功能区政府提供基本公共服务的能力，引导重点生态功能区所在地保护和改善生态环境。该项制度至今已经实施六年，资金规模逐年扩大，从2008年的65.51亿元增长到2013年的423亿元，占均衡性转移支付资金比重也从1.87%增长到4.31%，生态功能区财政转移支付资金的70%左右主要流向中西部地区。 从设计理念及测算方法上看，中央对地方生态功能区财政转移支付是为了增强国家重点生态功能区政府提供基本公共服务的财政能力，采用计算均衡性转移支付的“标准财政收支差”计算结果，再提高其财政保障系数进行资金分配。这种设计理念和测算方法的最大缺陷在于，生态功能区财政转移支付资金配置与其生态价值贡献脱节。另外，作为该项制度的重要构成，省对县市生态功能区财政转移支付资金分配办法主要由各省自行确立，也没有形成一套规范、统一的制度体系，政策目标各具差异，例如：四川、陕西等主要借鉴中央对地方生态功能区财政转移支付算法，在考虑增加生态保护实际支出的基础上采用“标准财政收支差”计算，与实现财力均等化的均衡性转移支付①重叠；河北、宁夏等主要将生态功能区财政转移支付用于治理风沙、修复生态和恢复环境等方面，与生态方面的专项转移支付②补偿范畴交叉；甘肃、黑龙江等主要根据各地森林、草地和水域面积等因素进行生态功能区财政转移支付资金分配，③一定程度上兼顾了生态环境因素。由此可见，无论中央对地方还是省对县市，④我国生态功能区财政转移支付制度均有待进一步完善，核心问题是如何塑造生态功能区财政转移支付的补偿理念，并在此基础上选择科学的分配方法。围绕该问题，本文将通过借鉴国内外生态补偿理论并结合我国生态环境特征，重构适合我国国情的生态功能区财政转移支付制度体系。 二、生态补偿路径框架及生态外溢价值补偿理念确定 重塑生态功能区财政转移支付理念首先需要理清生态补偿内涵。Cuperus et al.(1996)提出生态补偿是指通过各种办法降低人类行为对生态环境的影响，最终实现生态功能和自然资源价值的恢复；在《环境科学大辞典》(1993)中，生态补偿被定义为“生物有机体、种群、群落或生态系统受到干扰时，所表现出来的缓和干扰、调节自身状态使生存得以维持的能力，或者可以看成生态负荷的还原能力”，其实质都是维护或还原生态的能力。毛显强等(2002)对此进行归纳，从理论上揭示出生态补偿的实质，一是对损害环境行为进行收费，提高该行为的成本，促使该主体减少其损害行为带来的外部不经济；二是对保护环境行为进行补偿，提高该行为的收益，激励该主体增加其保护行为带来的外部经济性。根据生态环境供给主体和消费主体的明确与否，可以划分为三种不同情况的生态补偿路径框架。 情况1：消费主体明确，供给主体也明确。该种类型所对应的生态环境具有明确的消费和供给主体，其典型特征是生态服务具有排他性，生态服务补偿直接由消费主体向供给主体进行付费，即私人直接补偿。但前提是建立在生态服务供给主体和消费主体均为自愿的基础上，双方通过谈判实现交易。该类型在流域补偿中被广泛应用，比如珠三角东部城市群的4000多万人口直接饮用该流域的水，并自愿向该流域的上游保护地区居民付费，目的是让上游政府和居民放弃不利于水质保护的生产活动和生活方式(刘强等，2012)。 情况2：消费主体明确，供给主体不明确。该种类型所对应的生态环境能够清晰地界定谁在破坏生态环境和利用资源，但难以区分生态环境的供给主体。这类生态环境的补偿主要采取政府向生态消费主体行为收费，减少或抑制对生态环境的破坏，政府再利用这些收费所得资金用于生态环境的修复和保护。早在1997年，哥斯达黎加就通过环境付费的方式为4400多名农业生产者和森林所有者进行重新造林、森林防护等筹集资金(Russo & Candela，2006)。随后，环境付费在厄瓜多尔、墨西哥等被广泛实践(Pagiola et al.，2005)，墨西哥于2003年实施了水文环境服务付费项目，通过收取水资源使用税对在具有水文价值的关键性流域进行的森林保护给予补偿(Bulas，2004)。 情况3：消费主体不明确，供给主体明确。该种类型所对应的生态环境能够清晰地知道谁在保护生态环境，但难以明确这些被保护的生态环境供谁消费以及消费的程度差异，针对这类生态环境主要采取政府向生态环境供给主体进行补偿，目的是激励这些地区的政府和居民继续保护生态，生态供给主体得到的补偿主要用于维护生态环境的投入以及牺牲发展的机会成本。较为典型的就是环境服务补偿(SCEP，1970)，主要是针对保护生态功能发挥作用的行为进行补偿，Veríssimo(2002)将这种保护生态环境的补偿又称为环境服务付费的延续，这种模式于2001年在巴西开始实施。 目前，针对生态消费主体或供给主体不明确的情况，也有将生态服务当成“商品”通过建立市场机制直接进行交易，实现生态消费主体和供给主体间的补偿。较为典型的就是碳汇交易(谭志雄、陈德敏，2012；隗斌贤、揭筱纹，2012；陈波，2014)，这种交易使一些地区通过较少排放或吸收CO[，2]，将多余的指标转卖给需要的地区，以此实现通过市场机制对生态产品的价值补偿。尽管碳汇交易是在政府主导下完成，但仍然存在一些难以解决的问题，比如：针对供给主体不明确的生态资源，购买谁的生态产品；针对消费主体不明确的生态资源，谁来购买生态资源产品；以及购买多少、卖出多少等。如果这些问题不能得到解决，将导致生态补偿的非公平性，难以真正实现对生态资源的保护。 根据上述生态补偿路径框架，可以将生态补偿区分为两种不同类型：一是具有抑制性和修复性特征的生态补偿。抑制性的生态补偿是向污染环境和利用资源的行为进行收费，使得污染行为成本提升，进而达到抑制破坏生态环境的目的，这种方式必须辅之以相关法律法规和制度才能有效控制。修复性补偿是针对已经长期破坏的生态环境进行专项补助修复，其理由国家通过税收等形式也从中获得了收益，应该采用专项资金进行治理的补偿方式。二是对生态环境保护较好的进行激励性的补偿。激励性的生态补偿是对保护生态环境的行为进行价值补偿，提升该行为的边际收益，从而激励人们更加积极保护生态环境，最终目标是维持和提升生态环境的承载能力，使其长期能为社会生产和生活提供生态服务。 本文主要研究的是生态功能区转移支付补偿，属于激励补偿的范畴。从生态环境的供给主体和消费主体来看，生态功能区提供的生态资源属于典型的供给主体明确但消费主体不明确的生态资源，应该采用政府对生态供给主体进行补偿的模式。就补偿的内涵而言，基于供给与消费视角，如果供给主体剔除自身消费后，还能够向全社会提供其剩余生态价值，那么就存在生态外溢价值。⑤生态外溢价值补偿的目的就是弥补供给者在保护生态环境过程中所造成的发展机会成本损失(国家对生态功能区进行禁止和限制发展)，使供给主体更好地保护生态环境。 三、生态外溢价值测算方法探讨：拓展的能值模型构建 根据上述研究，本文将我国生态功能区财政转移支付补偿的依据定位为生态外溢价值。如何测算生态外溢价值在国内外研究中还处于空白，大多数研究都是针对生态服务价值的测算，包括物质量法、价值量法等。物质量法是对各项生态系统功能生产有用物质或消除有害物质的生产成本进行价值核算，比如：Costanza et al.(1997)以物质量分析法为主对全球17类生态服务功能价值进行综合评价，得出全球生态服务系统的年度总价值为16.54万亿美元；陈仲新和张新时(2000)参考Costanza等人的方法和经济参数，对中国生态系统功能与效益进行估算，得出我国生态系统效益总价值为77834.48亿元人民币/年；蒋延玲和周广胜(1999)利用物质量法测算出我国38种主要森林类型生态系统公益的总价值约为117.401亿美元。价值量法是对生态系统提供的各项服务通过市场需求进行价值核算，比如：Pimentel et al.(1998)采用市场价值法测算出美国生物多样性及基因的经济价值为3000亿美元；刘琪和明博(2011)利用市场价值法对太原市城区和近郊各类生态系统土壤进行价值测算，测算得出其价值从1990年的81.89×10[5]元上升到2002年的196.98×10[5]元。上述两种方法都能准确测算生态服务价值，前者是基于成本核算，后者是基于收益核算，对我国生态功能区的生态服务价值测算具有重要的借鉴意义。但存在的最大问题是，上述方法测算的生态服务价值会因为各地区对生态成本核算依据或生态服务支付意愿的不同而产生差异，不具有可比性，况且采用逐一列举生态功能的方式测算生态服务价值，也会因为各地区认同的重点生态功能不同而难以比较。因此，如果将物质量法或价值量法作为生态功能区财政转移支付资金分配依据的测算方法，将难以实现资金公平分配的目标。 实际上，生态功能区财政转移支付资金分配只需要寻找到一种具有横向可比性的价值依据，而非绝对的生态服务货币价值，采用能值法测算刚好能够满足这一要求。能值法主要基于能量守恒定理，将生态系统中不同种类、不同质量和不可比较的能量投入，从生物链、能量等级、能量转化等角度测算生态系统的服务价值(Odum et al.，1987)，该方法将各种形式的能量均转化为统一的单位——太阳能焦耳(sej)，弥补了物质量法和价值量法测算存在的价值判断标准差异的不足。目前，该方法也被广泛应用于生态服务价值测算，比如：Odum(1995)采用能值分析法(emergy analysis)测算出1棵树的能值货币值为2250美元，1km[2]原始森林的能值货币值为90000美元。李海涛等(2005)将其应用于阜康市天山中段北坡森林区生态系统价值测算，推断出其生态资本存量达9.97亿美元。但是，采用能值法测算的生态服务价值并非等同于生态外溢价值，主要表现为：(1)能值法测算生态服务价值不能反映生态资源的稀缺性，即无论是针对濒临灭绝还是数量繁多的物种，其测算得出的单位生态服务价值均相等；(2)采用能值法测算的生态服务价值是一个地区总的生态服务价值，没有考虑本地区对生态资源的自身消费问题。 因此，本文将在能值法的基础上构建“拓展的能值模型”，用于测算生态服务外溢价值，作为生态功能区转移支付资金分配的依据，基本思路为：第一，为了避免简单列举生态服务功能存在的局限，本文将采用Odum et al.(1987)提出的能值分析法测算生态功能服务价值；第二，为了兼顾考虑生态资源稀缺性价值，本文在采用Shannon-Wiener指数(洪伟和吴承祯，1999)构建测算“生物多样性系数”，用于测算生态资源的物种稀缺价值；第三，为了测算出“生态外溢价值”，本文采用Rees & Wackernagel(1996)提出的生态足迹(ecological footprint)模型，构建测算“生态消费系数”，用于剔除自身对生态服务的消费，同时考虑生态消费技术系数和耗能差异。 四、生态功能区财政转移支付补偿体系构建 生态功能区财政转移支付的实质是补偿生态外溢价值，目标是促进生态功能区居民转变经济发展方式，保护生态环境和维持生态能力，实现各地区生态资源的可持续发展。在构建我国生态功能区财政转移支付补偿体系中，要体现生态补偿的依据充分、客观可比和方法科学等原则，具体而言：(1)要求围绕政策目标选择合理的生态功能区财政转移支付补偿依据，本文将其定位于生态外溢价值，包括生态资源服务功能价值和物种稀缺价值，并在此基础上扣除辖区内自身生态服务消费；(2)各地生态服务功能价值要具有客观性和地区间的可比性，本文从生态系统服务能量投入和能级转化角度，将应该或可能存在的对经济、社会和生态的功能价值以能值的形式予以反映，避免逐一列举生态服务功能存在的遗漏导致的不可比较；⑥(3)科学性的方法是构建生态功能区财政转移支付补偿机制的核心，本文所选取能值分析法、Shannon-Wiener指数法和生态足迹模型法等，均具有适用性和科学性。 基于以上原则，本文以生态投入为逻辑起点，基于能量流动和能级转换构建拓展的能值模型，包括生态服务功能价值模型、生态资源稀缺价值模型和生态价值自身消费模型，用于测算各地生态外溢价值，并以此作为生态功能区财政转移支付资金的分配依据。生态外溢价值是指扣除自身对生态资源消费后的生态服务功能价值和生态资源稀缺价值，如果生态外溢价值大于0，说明该地区处于生态盈余状态，即扣除对生态价值自身消费后还有可供其他地区消费的生态资源服务，这样可以根据生态外溢价值分配生态功能区财政转移支付资金；如果生态外溢价值小于或等于0，说明该地区处于生态赤字或生态平衡，即辖区内全部的生态服务价值还不够或刚好弥补自身对生态资源服务的消费，这些地区将不予分配生态功能区财政转移支付资金。 假设对n个地区进行生态外溢价值和生态功能区财政转移支付资金测算，其中：i=1，2，…，n表示地区单元。针对第i个地区单元，设其生态服务功能价值为
，生态资源稀缺价值为
，生态价值自身消费为
，生态外溢价值为
；⑦另外，设当年安排的生态功能区财政转移支付资金规模为ETP，并根据生态外溢价值总量确定生态功能区转移支付系数为et。因此，第i地区分配的生态功能区财政转移支付资金方程为：
(一)生态服务功能价值：能值分析法 生态服务功能价值是生态系统服务于人类社会的能值体现，也是建立生态功能区财政转移支付的补偿制度的基础依据，本文主要采用能值分析进行测算。能值分析法主要从能量守恒定理出发，以能值为基准，将生态系统中不同种类、不同质量和不可比较的能量转化成统一标准的太阳能能值进行比较与定量分析(蓝盛芳等，2002)。能值分析的核心概念是太阳能能值转换率(Sej/J)，主要反映不同类别的能量等级尺度，即单位能量或物质所具有的太阳能能值。 将能值分析法应用于本文所考虑的森林、水域和草地生态系统服务功能价值评价，主要考虑生态系统的环境投入能量，如储存水、太阳能、风、雨等，⑧并通过能量循环和能级转换形成太阳能能值，以此形成不同类型生态系统的自然生产价值。设森林生态系统服务功能价值为
，水域生态系统服务功能价值为
，草地生态系统服务功能价值为
，则生态服务功能价值为：
以下主要以森林为例，采用能值分析法构建生态系统服务功能价值测算模型。⑨森林生态系统作为自然的生产者，吸收和应用来源于自然界低能值的环境资源，包括太阳能、地表风能、雨水化学能、表土层损失能等，通过森林生态系统的能量流动和转换，形成森林生态资产系统，为农业、工业、服务业及社会发展提供服务，并以此体现森林生态系统的服务功能价值。 1.生态系统类别划分 由于生态系统的自然生产及人类对生态系统的影响程度不同，需要根据生态系统的功能进行类别划分，体现不同级次生态体统的服务功能价值差异。⑩针对森林生态系统，可将其分为天然林和人工林，其中天然林是自然繁殖和变异形成的森林，生物链完整、物种丰富，具有较强的自我恢复能力，对环境及气候的调节作用较强；人工林是利用人工育苗造林的方式形成的森林，主要为人类社会提供木材产品，对气候等自然调节作用较弱。为此，借鉴王树森等(2008)测算所得的天然林植被系数(1.762)，人工林植被系数(1.425)，设定天然林和人工林生态服务功能修正系数，分别为
，另外设按照天然林和人工林面积测算所得的能值分别为
，森林生态系统的服务功能价值公式为：
其中，
在能值测算中公式相同，只是分别采用天然林和人工林面积进行测算，所以在以下的能值测算中采用
表示。 2.生态系统能值测算 根据能值分析原理，森林生态系统的环境投入能量主要包括太阳能(
)、地表风能(
)、雨水化学能(
)和表土层损失能(
)，各类投入转化形成的太阳能能值均是由相应能量(
)与能值转化率(
)相乘得到，公式如下：
其中，m=1，2，3，4分别表示太阳能、地表风能、雨水化学能、土表层损失能，各类投入的能量、能级转化率指标参数如表1所示。
(二)生态资源稀缺价值：Shannon-Wiener指数 稀缺生态资源是促进生态系统演化的关键，如果缺少这些资源将导致生态链断裂，所以物种种类越多、每类物种数量越少，其生态系统价值越大。由于稀缺价值并非使用价值范畴，其测算方法具有特殊性，本文主要采用Shannon-Wiener指数测算生态资源稀缺价值，以此反映生态系统的物种丰富和濒危度情况。Shannon-Wiener指数的基础是信息论，通过构建信息量反映物种的种类和单个物种的数量。如果物种种类越多、每种数量越少，其信息量就越大，所反映的稀缺性价值也就越高；相反，信息量就越小，所反映的稀缺性价值也就越低。尤其当每种物种只有一个个体时，信息量最大，稀缺性价值也最高；当全部个体仅为一个物种时，信息量最小，稀缺性价值也最低(洪伟、吴承祯，1999；王兵等，2008)。 将Shannon-Wiener指数应用于森林、水域和草地生态系统的生物资源稀缺性价值评估时，主要将构建测算的生物多样性系数作用于生态服务功能价值，得到相应生态系统的生态资源稀缺性价值。设森林生态系统生物多样性系数为
，水域生态系统生物多样性系数为
，草地生态系统生物多样性系数为
，则所有生态系统的生物资源稀缺性价值为：
以森林生态系统为例，主要将森林中的生物分为无脊椎动物、植物、鸟类、哺乳类、爬行类群落，(11)在分群落计算生物多样性系数的基础上进行加权合成得到森林生态系统的生物多样性系数。 1.群落生物多样性系数 设第j个森林群落的生物多样性系数为
，其中：j=1，2，3，4，5分别表示森林生态系统的不同群落，如无脊椎动物、植物、鸟类、哺乳类、爬行类，计算公式如下：
其中，
表示第h个物种的个体数量，h=1，2，3，…，s表示第j个群落中有s个物种；
表示第j个群落的所有物种个体数量。 2.生态系统生物多样性系数 首先将群落生物多样性系数进行标准化处理，(12)分别以各物种的太阳能能值转换率所占比重为权重，(13)将无脊椎动物、植物、鸟类、哺乳类、爬行类五个群落的生物多样性系数进行加权求和，设各群落标准化后的生物多样性系数为
，权重为
，计算森林生态系统的生物多样性系数：
(三)生态价值自身消费：生态足迹模型 生态外溢价值是在生态服务功能价值和生态资源稀缺价值的基础上扣除生态价值的自身消费所形成，本文采用生态足迹模型测算生态消费系数。生态足迹的核心是将区域的资源和环境消费转化为提供这种消费所必需的各种生物生产土地面积(生态足迹需求)，并将其与该区域能够提供的生物生产型土地面积(生态足迹供给)相比较，定量评价人类对自然生态系统的利用程度。同时，考虑到某些地区具有较高的生产技术，尽管单位面积上所生产的产品较多，但对生态环境的消耗并不大，因此需要采用反映生态价值消费的技术效率指标进行修正，本文主要选择单位GDP能耗系数指标。首先通过生态足迹模型测算修正后的生态服务消费系数，并将其用于修正生态服务功能价值和生态资源稀缺价值，设生态足迹需求为
，生态足迹供给为
，单位GDP能耗系数为
，生态价值的自身消费计算公式(14)为：
1.生态足迹需求测算 生态足迹需求是指在一定生产技术水平条件下，生产产品及吸收产品消费产生的废弃物所需要的生物生产型土地面积，包括耕地、草地、林地、化石燃料用地、建筑用地和水域，用来衡量人类对资源和环境的利用程度，生态足迹需求模型如下：
其中，k=1，2，3，4，5，6分别表示耕地、草地、林地、化石燃料用地、建筑用地和水域，
表示土地均衡因子，如表2所示，
表示各类土地的生态足迹需求。 进一步，根据各类型土地所生产的商品数量测算出各类土地的生态足迹：
其中，
表示第k类土地生产的第j种商品数量，各类土地分别有n种商品；
表示生物资源全球单位土地的平均产量，或者能源资源全球平均能源足迹与折算系数的乘积(徐中民等，2000)。
2.生态足迹供给测算 生态足迹供给是指一个地区能够提供的生物生产面积，包括耕地、草地、林地、
吸收用地、建筑用地和水域，并扣除12%的生物多样性保护面积，用来衡量各地区生态承载能力，生态足迹供给模型如下：
其中，k=1，2，3，4，5，6分别表示耕地、草地、林地、
吸收用地、建筑用地和水域，
表示各类土地的实际面积，
表示各类土地的产量因子，将其表示为相应土地均衡因子(
)和各地区生产力系数(15)(
)的乘积，公式如下：
五、生态功能区财政转移支付资金分配的实证测算 根据以上构建的测算生态外溢价值所需指标，本文从《中国统计年鉴》(2012)、《中国环境统计年鉴》(2012)、2012年各省区统计年鉴、林业科学数据中心(CFSDC)、中国草地资源牧草种质资源信息系统、《云南省统计年鉴》及相关部门收集和整理相应数据，对2011年中国31个省区和云南省129个县市的生态功能区财政转移支付资金分配进行实证测算，(16)包括各地生态服务功能价值、生态资源稀缺价值、生态价值自身消费(17)以及生态服务外溢价值的测算。 (一)生态服务功能价值测算 生态服务功能价值主要采用能值分析法测算的太阳能能值表示，分别包括森林、水域和草地生态服务功能价值。2011年，全国三类生态系统的总服务功能价值为1.72×
Sej，其中，最高的是森林生态系统，其服务功能价值为1.33×
Sej，占60.36%；其次是水域生态系统，其生态服务功能价值为0.55×
Sej，占24.87%；最低的是草地生态系统，其服务功能价值为0.33×
Sej，占14.77%。从全国31个省区的生态服务功能价值分布来看，生态服务价值较高的分别有内蒙古、西藏、黑龙江、新疆、四川、云南、青海和广西，其生态服务功能价值1.06×
Sej，占全国生态服务功能价值的64.30%，如表3所示。
(二)生态资源稀缺价值测算 本文通过测算生物多样性系数来反映生态资源稀缺价值，2011年，森林生物多样性系数较高的分别有海南、云南、广东、安徽、湖北、西藏、福建、吉林、青海、广西等；水域生物多样性系数较高的分别有广东、海南、广西、安徽、西藏、贵州、湖北、福建等；草地生物多样性系数较高的分别有西藏、青海、内蒙古、新疆、宁夏、甘肃、云南、四川、贵州等。根据生物多样性系数测算的生态资源稀缺价值分布看，较高的有西藏、内蒙古、云南、黑龙江、青海、广东、新疆、四川、广西和吉林，其生态资源稀缺价值总量为8.83×
Sej，占全国生态资源稀缺性价值总量的69.95%，如表4所示。
(三)生态价值自身消费测算 通过对2011年全国31个省区生态足迹需求和生态足迹供给的测算，有17个省区修正后的相对生态消费系数小于1，尤其是西藏、青海、云南、内蒙古、江西、陕西、甘肃等，这些省区修正后的相对生态消费系数均小于0.5；有14个省区修正后的相对生态消费系数大于1，尤其是上海、天津、北京，其修正后的相对生态消费系数均在4以上。通过生态消费系数对生态服务功能价值和生态资源稀缺价值的修正，得到各省区生态价值自身消费，2011年全国生态价值自身消费量达1.82×
Sej，占全国生态价值总量的61.28%，其中存在生态赤字的省区，其生态消费占相应地区生态价值总量的162.27%；存在生态盈余的省区，其生态消费仅占相应地区生态价值总量的38.05%，如表5所示。
(四)生态功能区财政转移支付资金分配测算 根据本文所测算的全国31个省区生态服务功能价值、生态资源稀缺价值和生态价值自身消费，最后得出仅有15个省区存在生态外溢价值，(18)生态外溢价值较高的是西藏、内蒙古、云南、青海、黑龙江等，分别为3.54×
Sej、2.45×
Sej、1.56×
Sej、1.25×
Sej、1.21×
Sej。根据本文构建的公式(1)，仅针对存在生态外溢价值的省区进行生态功能区财政转移支付资金分配，假设中央安排250亿元的生态功能区财政转移支付资金，能够获得该项资金划拨的分别是西藏59.10亿元、内蒙古40.88亿元、云南26.09亿元、青海20.90亿元、黑龙江20.16亿元等等，如图1所示。
图1 全国31个省区生态功能区财政转移支付资金分配 另外，根据本文所测算的云南省129个县市生态服务功能价值、生态资源稀缺价值和生态价值自身消费，最后得出仅有64个县市存在生态外溢价值，并假设按照以上测算的中央对云南省26.09亿元的生态功能区转移支付资金进行分配。(19) 六、结论及研究展望 本文主要针对我国当前中央对地方、省对县市生态功能区财政转移支付办法存在的问题，在借鉴国外生态补偿理论和结合国内生态环境特征的基础上，对生态功能区财政转移支付进行补偿理念重塑，并综合考虑生态服务功能价值、生态资源稀缺价值和生态价值自身消费的基础上，构建了测算生态外溢价值的“拓展的能值模型”，形成我国生态功能区财政转移支付制度体系，最后，以我国31个省区和云南省129个县市数据为样本进行实证测算，以验证该方法的可操作性。 第一，从生态补偿基本概念出发，将生态功能区转移支付归属为激励补偿范畴，根据不同生态资源供给主体和消费主体组合特征，选择采用政府补偿的模式。同时，考虑到生态功能区对生态资源的自身消费，以扣除自身消费后的外溢价值为依据进行价值补偿。 第二，在生态外溢价值的测算方法上，针对物质量法和价值量法存在的问题，重点在考虑生态资源稀缺性价值和生态自身消费，构建了拓展的能值模型来测算生态外溢价值。最终形成的生态外溢价值转移支付补偿体系包括：基于能值分析的生态服务功能价值、基于Shannon-Wiener指数的生态资源稀缺价值、基于生态足迹模型的生态价值自身消费的测算体系。最后，按照生态外溢价值高低进行分配。 第三，实证测算结果表明，全国31个省区中有15个省区存在正的生态外溢价值，能够获取中央对地方的生态功能区财政转移支付资金；云南省129个县市中有64个县市存在正的生态外溢价值，可以获得生态功能区财政转移支付资金。 值得说明的是，本文构建的生态功能区财政转移支付制度体系是针对具有生态外溢价值的补偿，由于仅考虑了森林、水域和草地生态价值，鉴于数据资料的可得性还没有将其它生态服务价值全部纳入，因此，本文所设计的制度体系及测算内容难以覆盖生态环境保护的所有领域。另一方面，虽然不属于本文研究的领域，但是，针对部分限制开发区和禁止开发区的生态脆弱地区，其资源环境承载能力已经衰竭，也不可能具有生态外溢价值，较为典型的是我国西北普遍存在的石漠化、土地沙漠化和荒漠化等，考虑国家战略和生态安全，针对这些地区应该建立生态修复方面的专项补助资金。只有将生态外溢价值补偿和特定地区生态修复性补偿相结合，并辅之以重要的法律法规和制度，我国生态环境才能得到较好的改善。 课题研究成果“基于生态外溢价值的生态功能区财政转移支付补偿”已于2008年开始应用于云南省生态功能区财政转移支付资金分配，经过六年的实践，测算生态外溢价值的方法得到不断的改进和完善。 非常感谢匿名审稿人的宝贵意见，文责自负。 ①均衡性转移支付在于弥补全国纵向和地区间横向的不均衡，缩小地区间财力差距，重点帮助财政困难地区解决存在的财力缺口，实现区域间基本公共服务均等化，补偿依据是标准财政收支缺口。 ②专项转移支付是上级政府下拨的具有专门指定用途和特殊用途的资金，生态方面的专项转移支付重点用于特定区域的环境保护和治理，如环境监测、污染防治、荒漠治理、污染减排等，其补偿依据是保护生态项目的申报与审批。 ③主要根据各地省对县市生态功能区财政转移支付办法进行归纳。 ④中央对地方的规范提法是中央对省(市、自治区)，省对下的规范提法是省对县(市、区)，文章中分别采用中央对地方、省对县市，以及各省区和各县市的提法。 ⑤本文所指的生态外溢价值指某地区生态服务价值扣除生产生活中使用后的剩余部分，即生态残余价值，这些生态残余价值对其它地区生产生活活动具有潜在的正外溢性。 ⑥需要说明的是，如果从功能的角度衡量生态服务价值，会因地区特征及发展需求不同，生态系统所产生的功能具有差异，不可避免会忽视或遗漏一些地区生态系统的潜在功能，地区间不具有可比性。而本文从能值的角度，主要基于对生态系统客观潜在价值的衡量，具有横向上的可比性。 ⑦生态稀缺性价值和生态价值自身消费都不是独立测算的价值指标，而是在生态服务功能价值基础上通过系数调整得到。其中，生态稀缺性价值是在各类生态系统服务功能价值基础上通过生物多样性系数修正得到，生态价值的自身消费是在生态服务功能价值和生态稀缺性价值基础上通过生态服务消费系数调整得到。 ⑧本文构建生态系统能值循环体系仅考虑自然环境投入，即自然生产，目的是避免考虑人类投入造成生态系统服务价值评估存在的主观差异。 ⑨本文构建生态功能区财政转移支付补偿机制，主要依据对森林、水域和草地生态系统中的自然生产外溢价值进行补偿，由于不同生态系统的能值分析方法均类似，因篇幅所限，在构建理论模型中主要选取以森林为例。 ⑩本文在能值分析中，尚未考虑生态系统中各类物种的太阳能能值转化率，主要依据各类生态系统的面积进行测算，所以需要对各类生态系统的功能级别进行分类，体现不同级次生态系统的能值差异，如：森林可分为天然林和人工林；水域可分为I类、Ⅱ类、Ⅲ类、Ⅳ类和V类水；草地可分为天然草地、人工草地和改良草地。 (11)将森林中的生物分为无脊椎动物、植物、鸟类、哺乳类、爬行类群落；将水域中的生物分为两栖类和鱼类群落；将草地中的生物分为无脊椎动物、植物、哺乳类、爬行类。本文主要以森林为例计算生态资源稀缺性价值。 (12)考虑到便于数据修正处理，生物多样性系数标准化主要是将各地计算得到的生物多样性系数采用“正向化的最大最小”公式将其控制到0.3—1之间。 (13)以各类群落的太阳能能值所占比重作为生物多样性系数的权重，其目的是考虑各群落生态服务价值贡献大小，太阳能能值转化率参见蓝盛芳等编著的《生态经济系统能值分析》(2002)。 (14)本文所构建的生态消费系数主要用于生态功能区财政转移支付补偿，所以在全国31个省区中采用相对消费系数，即以实际生态消费系数的中位数为1进行调整，依次确定的相对的生态赤字和生态盈余。 (15)各地区各类土地生产力系数计算公式：第一步，计算商品生产力系数，即各地区某种商品单位面积产量/该商品世界单位面积产量；第二步，计算各类土地的生产力系数，即将各类土地所有商品的生产力系数进行平均得到。 (16)由于生态功能区财政转移支付测算均是采用同一方法体系，因此本文只列出我国31个省区生态功能区财政转移支付分配的测算过程，而对云南省129个县市仅列出最终结果。 (17)由于受到公开数据获取的限制，部分实证测算尚未考虑细化的分类，如：水域仅按照地下水和地表水测算，地表水没有分I类、Ⅱ类、Ⅲ类、Ⅳ类和V类；草地也未分天然草地、人工草地和改良草地。部分测算数据来自于相关学术论文研究的定点监测数据，如生物多样性系数的测算。 (18)需要说明的是，生态外溢性价值为负的地区，表明其生态消费已经超过其自身生态承载能力，处于生态赤字状态。按照本文设计理念，这些地区将不予分配生态功能区财政转移支付资金。 (19)云南省129个县市生态功能区财政转移支付资金分配测算结果可向作者索取，或在《经济研究》工作论文中下载。
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