丁振民　姚順波

摘要 首先從土地利用轉(zhuǎn)移的視角，運用經(jīng)濟(jì)學(xué)效用理論構(gòu)建生態(tài)用地-經(jīng)濟(jì)用地的權(quán)衡系統(tǒng)，并以此推演出區(qū)域生態(tài)補償定價機(jī)制的理論模型與分析框架;然后，在保證生態(tài)系統(tǒng)平衡以及剝離自然因素對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響之后對現(xiàn)有區(qū)域生態(tài)補償?shù)木舛▋r方式進(jìn)行修正。研究結(jié)果：①以間接使用價值為計算基礎(chǔ)和剔除自然因素對生態(tài)環(huán)境的破壞可以有效防止區(qū)域生態(tài)補償定價的高估，并且遵循生態(tài)補償?shù)幕驹瓌t。②從省級研究區(qū)域來看，坡度、坡向等地形因素對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值產(chǎn)生非常顯著的正向影響，即坡度越高、越靠近陽坡的地方生態(tài)環(huán)境水平越高。整體來看，氣溫在5%的生態(tài)顯著性上對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值產(chǎn)生正向影響，并且暖濕區(qū)域氣溫對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)大于干旱區(qū)域氣溫的邊際貢獻(xiàn)，而降水量對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值影響不顯著。③人均生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)為-6.989，即人均生態(tài)足跡增加1 hm2，單位面積上的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值減少6.989元。④2015年生態(tài)補償?shù)目偨痤~達(dá)到813.496億元，平均每年增加54.179億元，并且支付重心沿著“東北-中部-西北”的V型路徑進(jìn)行轉(zhuǎn)移。生態(tài)補償區(qū)逐漸突破胡煥庸線，社會發(fā)展與資源環(huán)境處于嚴(yán)重失衡的狀態(tài)，特別是西北地區(qū)由生態(tài)受償區(qū)變?yōu)樯鷳B(tài)補償區(qū)。表明在生態(tài)脆弱性和敏感性的作用下，西部地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)能力與修復(fù)能力在不斷惡化。

關(guān)鍵詞 區(qū)域生態(tài)補償;均衡定價;理論框架;土地利用轉(zhuǎn)移分析框架;生態(tài)足跡

中圖分類號 F062.1

文獻(xiàn)標(biāo)識碼 A文章編號 1002-2104（2019）09-0099-10DOI：10.12062/cpre.20190401

改革開放以來，中國經(jīng)濟(jì)在取得舉世矚目成就的同時，生態(tài)環(huán)境保護(hù)與經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展之間的矛盾愈演愈烈[1-2]。生態(tài)環(huán)境問題不僅制約著社會經(jīng)濟(jì)的持續(xù)發(fā)展，而且加劇了由于生態(tài)保護(hù)成果不合理分享導(dǎo)致城鄉(xiāng)之間和地區(qū)之間發(fā)展的不平衡和不協(xié)調(diào)[3]。探索區(qū)域間以地方政府為主導(dǎo)的橫向生態(tài)保護(hù)補償機(jī)制是生態(tài)文明建設(shè)的重要命題與區(qū)域協(xié)調(diào)發(fā)展的制度供給[4-5]，受到各級政府的高度重視以及學(xué)者們的廣泛關(guān)注。

生態(tài)補償定價標(biāo)準(zhǔn)是區(qū)域生態(tài)補償?shù)暮诵膯栴}，即如何通過公平合理的制度設(shè)計以實現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展的目標(biāo)。一般來看，目前生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)主要通過機(jī)會成本法和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值法進(jìn)行確定[6]。在微觀層面，雖然以機(jī)會成本計算較為簡單、應(yīng)用比較廣泛，但是由于補償對象異質(zhì)性及買賣雙方的信息不對稱等問題的存在，導(dǎo)致生態(tài)補償?shù)臉?biāo)準(zhǔn)往往不能體現(xiàn)公平與效率[7]。在區(qū)域?qū)用?，大多?shù)研究以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值作為區(qū)域生態(tài)補償定價標(biāo)準(zhǔn)的依據(jù)[8-13]。一些學(xué)者按照生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值量和污染物治理成本為基礎(chǔ)計算生態(tài)經(jīng)濟(jì)剩余價值作為衡量跨區(qū)域生態(tài)補償?shù)臉?biāo)準(zhǔn)[10-11];雖然這種補償定價標(biāo)準(zhǔn)計算簡單方便，但不能滿足生態(tài)系統(tǒng)平衡的目標(biāo)并且導(dǎo)致生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)的高估。考慮到生態(tài)系統(tǒng)平衡的條件以及支付能力，多數(shù)研究以區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值量為計算依據(jù)，并把承載力系數(shù)與以經(jīng)驗假設(shè)為基礎(chǔ)的經(jīng)濟(jì)調(diào)節(jié)系數(shù)當(dāng)作計算的權(quán)重因子以防止生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)的高估[12-13]。雖然以生態(tài)系統(tǒng)平衡為目標(biāo)，但是由于分?jǐn)傁禂?shù)選取缺乏理論基礎(chǔ)，在標(biāo)準(zhǔn)制定上存在一定的主觀性[14]。生態(tài)補償定價標(biāo)準(zhǔn)過高可以歸因以下兩個方面：一是把生態(tài)系統(tǒng)提供的所有價值均計算在內(nèi)，并未真正把以維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)平衡為目標(biāo)的間接使用價值進(jìn)行剝離;二是把所有影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的因素都?xì)w結(jié)為人類活動，忽略了自然條件以及資源稟賦的初始條件帶來的生態(tài)系統(tǒng)的脆弱性，違背了“誰破壞、誰付費”的基本原則。諸多學(xué)者對區(qū)域生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行了積極的探索，但由于缺乏相關(guān)理論的支撐，尚未形成對區(qū)域生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)合理性的統(tǒng)一認(rèn)知。

為此，本文首先從土地利用轉(zhuǎn)移的視角，構(gòu)建生態(tài)用地-經(jīng)濟(jì)用地權(quán)衡系統(tǒng);其次，在保證生態(tài)系統(tǒng)平衡的條件下，納入自然因素等控制變量，運用計量模型剝離人類間接使用的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)消耗系數(shù);最后估算中國各?。▍^(qū)）的生態(tài)補償金額以及探索時空格局變化，以期為生態(tài)環(huán)境治理與區(qū)域協(xié)調(diào)發(fā)展提供一個更加合理的參考。

1 理論構(gòu)建

人類是生態(tài)系統(tǒng)的一個組成部分，它們通過改變土地利用的方式、模式、規(guī)模和強度來權(quán)衡生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)，從而導(dǎo)致其福利的改變[15]。因此，本文運用經(jīng)濟(jì)學(xué)效用理論構(gòu)建生態(tài)用地-經(jīng)濟(jì)用地的權(quán)衡系統(tǒng)，探索土地利用轉(zhuǎn)移的一般規(guī)律以及在人與自然之間相互作用的機(jī)理，并以此推演出區(qū)域生態(tài)補償定價機(jī)制的理論模型與分析框架。

根據(jù)土地主體功能劃分標(biāo)準(zhǔn)，水域、林地、草地以及未利用地屬于生態(tài)用地建設(shè)范圍，而耕地與城鄉(xiāng)建設(shè)用地由于具有較多的經(jīng)濟(jì)功能劃分為經(jīng)濟(jì)用地[16]，如圖1所示。在經(jīng)濟(jì)理性基本的假設(shè)前提下，若無外部政策干預(yù)并且存在外部機(jī)會時，土地所有者或者使用者一般會權(quán)衡利弊由生態(tài)用地轉(zhuǎn)移到經(jīng)濟(jì)用地以增加產(chǎn)出水平。然而，上級公共權(quán)力考慮到經(jīng)濟(jì)活動對可持續(xù)發(fā)展的負(fù)外部性影響，一般會強有力地介入到土地利用轉(zhuǎn)移的過程中;采取懲罰或者補貼的經(jīng)濟(jì)手段，以引導(dǎo)土地所有者或者使用者由經(jīng)濟(jì)用地向生態(tài)用地轉(zhuǎn)變，以提高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)供給能力。

土地資源具有稀缺性和有限性，區(qū)域土地資源用于經(jīng)濟(jì)用地增加必然減少其成為生態(tài)用地的可能性;那么土地主體功能的改變，必然導(dǎo)致土地本身所具有的主要價值類型發(fā)生變化。因此，在土地利用轉(zhuǎn)移分析框架的基礎(chǔ)之上，建立生態(tài)用地-經(jīng)濟(jì)用地權(quán)衡模型以分析生態(tài)用地與經(jīng)濟(jì)用地之間的關(guān)系，如圖2（a）所示。假設(shè)給定土地所有者或者使用者效用水平為u0，那么其直接效應(yīng)函數(shù)滿足u（x，y）≥u0，其支付的經(jīng)濟(jì)成本e（a，b，u0）=ax+by（式中，x表示經(jīng)濟(jì)用地面積，y表示生態(tài)用地;a、b分別為經(jīng)濟(jì)用地和生態(tài)用地開發(fā)的成本系數(shù)，a>0，b>0）。土地所有者或者使用者支出最小化的目標(biāo)函數(shù)為L=ax+by-λ[u（x，y）-u0]，則其支出最小化的均衡條件為a/b=（u/x）/（u/y）=-dy/dx。但是對于土地所有者或者使用者而言很難測算其偏好及其效用函數(shù)，為此尋求替代技術(shù)來解決，如圖2（b）。生態(tài)用地提供給人類最多的是維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)平衡的間接使用價值。而在土地資源稀缺的條件下，經(jīng)濟(jì)用地的增加會必然會擠占生態(tài)用地的空間，表現(xiàn)為對自然生態(tài)空間的需求，即生態(tài)占用（生態(tài)足跡）[17]，那么生態(tài)足跡（ecological footprint，ef）、間接使用價值（indirect use value，iuv）可以分別表示為經(jīng)濟(jì)用地與生態(tài)用地的函數(shù)，即ef=τ（x），iuv=ω（y）并且滿足τ/x>0，ω/y>0。則間接使用價值與生態(tài)足跡的邊際替代率為diuv/def=-（w/y）/（τ/x）·（a/b）<0（證明：a/b=-dy/dx=

-（diuv/（w/y））/（def/（τ/x））

diuv/def=-

（w/y）/（τ/x）·（a/b），則表明生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值是生態(tài)足跡的減函數(shù)，增加一個單位的生態(tài)足跡導(dǎo)致

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）個單位的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的減少。這樣就可以有效地把生態(tài)足跡對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)剝離出來。對于具有經(jīng)濟(jì)理性和生態(tài)理性的政府而言，在生態(tài)系統(tǒng)平衡的前提條件下是最優(yōu)的發(fā)展選擇，也是區(qū)域生態(tài)補償?shù)暮诵脑瓌t。所以，單個區(qū)域達(dá)到生態(tài)系統(tǒng)平衡時需要支付（接受）的生態(tài)補償即為

（ω/y）/（τ/x）·（a/b）·（ef-ec），即生態(tài)足跡的邊際貢獻(xiàn)乘以生態(tài)赤字（盈余）。

2 模型建立與數(shù)據(jù)來源

2.1 模型建立

2.1.1 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的計算

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是指通過生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、過程和功能直接或間接提供的生命支持產(chǎn)品和服務(wù)，包括人類生活所必需的生態(tài)產(chǎn)品和保證人類生活質(zhì)量的生態(tài)服務(wù)[18]。生態(tài)補償?shù)哪康牟⒉皇菫槿藗兲峁└嗟纳鷳B(tài)產(chǎn)品，而是使生態(tài)系統(tǒng)為人類提供更多的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)即生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)節(jié)服務(wù)與支持服務(wù)。Costanza[18]按照生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)能否在市場中進(jìn)行直接交易分為市場價值與非市場價值;生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的市場價值可以在市場交易轉(zhuǎn)化為貨幣，這部分價值具有私人產(chǎn)品的價值屬性可以通過市場進(jìn)行彌補，不屬于公共物品的范疇;在生態(tài)補償量的確定中僅需對非市場價值部分進(jìn)行彌補就可以[19]。但非市場價值中的文化娛樂價值是否應(yīng)該作為生態(tài)補償?shù)幕A(chǔ)還存在一些爭議。嚴(yán)格意義上來講，文化娛樂價值可以通過產(chǎn)權(quán)安排進(jìn)行私有化的辦法按照市場交易機(jī)制進(jìn)行供給。在某種程度上文化服務(wù)還難以成為純公共物品或者服務(wù)，比如開辟收費的旅游景區(qū)等環(huán)境公共物品。區(qū)域生態(tài)補償?shù)哪康氖菫榱丝沙掷m(xù)發(fā)展，其必要的前提是保持生態(tài)系統(tǒng)的完整性，而生態(tài)系統(tǒng)的完整性更依賴于生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)節(jié)服務(wù)與支持服務(wù)功能。調(diào)節(jié)服務(wù)與支持服務(wù)功能是人類生存的必要條件，也是供給和文化服務(wù)功能產(chǎn)生的基礎(chǔ)。所以本文建議以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值作為區(qū)域生態(tài)補償?shù)幕A(chǔ)。本文以“中國陸地生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值當(dāng)量”為標(biāo)準(zhǔn)[20]，基于中國1990—2015年平均糧食產(chǎn)量水平對陸地單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值當(dāng)量進(jìn)行系數(shù)修正，確定其單個生態(tài)當(dāng)量的價值為1 611.733元/hm2（2015年的價格）;然后計算單位面積中國陸地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的間接使用價值（相似地類合并的具體處理方式見文獻(xiàn)[21]）;城鄉(xiāng)建設(shè)用地的價值當(dāng)量系數(shù)參考Costanza等[18]的研究成果，如表1。

考慮到生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的間接使用價值在不同區(qū)域上缺乏可比性，本文采用區(qū)域單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)所提供的間接使用價值作為生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的指標(biāo)：

iuvi=（∑zij×vcij）/si ????????????????????????????????????? （1）

式中，iuvi為區(qū)域i單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)所提供的間接使用價值;zij是區(qū)域i第j種土地利用類型的面積，vcij是區(qū)域i調(diào)整后的第j種土地利用類型的間接使用價值系數(shù)，si為區(qū)域i的總面積。

2.1.2 能值生態(tài)足跡的測算

生態(tài)足跡核算方式的差異導(dǎo)致生態(tài)補償主體分?jǐn)偝杀竞侠硇源嬖跔幾h。在生態(tài)補償中比較具有爭議的地方在于生物足跡的核算，按照Wackernagel[22]定義的消費性生態(tài)足跡計算生態(tài)補償會造成生物質(zhì)產(chǎn)品生產(chǎn)較少而生物質(zhì)產(chǎn)品消費較多的地區(qū)的生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)虛高，同時造成生產(chǎn)生物質(zhì)產(chǎn)品較多而消費較少的區(qū)域的生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)較低。當(dāng)存在生物質(zhì)資源赤字時，區(qū)域生物質(zhì)資源的消費量來自于本區(qū)域生產(chǎn)以及進(jìn)口兩個方面。本區(qū)域已經(jīng)對進(jìn)口所獲得的生物質(zhì)產(chǎn)品進(jìn)行付費，彌補了出口區(qū)生物質(zhì)資源的生產(chǎn)成本或者環(huán)境損耗，無須在生態(tài)補償中再次計算。另外，進(jìn)口獲得的生物質(zhì)資源并不會對本區(qū)域的生態(tài)環(huán)境造成占用，所以無須將其計入生態(tài)補償。當(dāng)本區(qū)域生物質(zhì)資源存在盈余時，部分生物質(zhì)資源存在出口到其他區(qū)域或者留存以備未來消費兩種處理方式。無論是出口的生物質(zhì)資源還是留存的生物質(zhì)資源均占用了本區(qū)域核算期間的生態(tài)環(huán)境資源，均應(yīng)計入當(dāng)期的生態(tài)補償中。所以，袁歡等[23]建議以生態(tài)足跡為基礎(chǔ)計算生態(tài)補償金額時應(yīng)以生產(chǎn)性而非消費性生態(tài)足跡對生物質(zhì)產(chǎn)品進(jìn)行核算。本文生物性資源與能源類消費資源分別按照生產(chǎn)性生態(tài)足跡和消費性生態(tài)足跡進(jìn)行核算。根據(jù)中國實際的生產(chǎn)情況，本文選取的生物性資源生產(chǎn)性項目主要包括農(nóng)產(chǎn)品（谷物、豆類、薯類、油料、麻類、甘蔗、甜菜、煙葉以及蔬菜9項）、水產(chǎn)品（共計1項）、林產(chǎn)品（茶葉、香蕉、蘋果、柑橘、梨、葡萄以及木材7項）、草產(chǎn)品（牛肉、羊肉、牛奶以及禽蛋4項）;能源消費項目主要包括煤炭、原油、天然氣、汽油、柴油以及電力。

能值生態(tài)足跡可以充分考慮到物質(zhì)循環(huán)與能量流動兩方面的因素，利用能值轉(zhuǎn)換率統(tǒng)一將所有的自然資源轉(zhuǎn)化為太陽能值，以克服均衡因子、產(chǎn)量因子以及全球平均生產(chǎn)力等存在區(qū)域和時間差異的問題[24]。在能值生態(tài)承載力的計算中只考慮了太陽能、風(fēng)能、雨水化學(xué)能、雨水勢能和地球旋轉(zhuǎn)能等5種可更新資源。由于太陽能、風(fēng)能、雨水化學(xué)能、雨水勢能具有同一性質(zhì)，為了避免重復(fù)計算，在太陽能所轉(zhuǎn)化的四種能量當(dāng)中選取最大的某一類能值與地球轉(zhuǎn)動能之和作為區(qū)域可更新資源的太陽能值。

需求模型：人均生態(tài)足跡核算

efi=∑aik=0.88×∑（cik/pi） ????????????????? ?????????????（2）

efi為區(qū)域i人均生態(tài)足跡，aik為區(qū)域i人均第k類能源的面積，cik第k類能源的人均能值，pi是區(qū)域平均能值密度;根據(jù)世界環(huán)境與發(fā)展委員會的報告，常數(shù)0.88表示用以扣除12%的生物多樣性用地的修正系數(shù)。

供給模型：人均生態(tài)承載力模型

eci=e/pg ??????????????????????????????????????????????? （3）

eci為人均生態(tài)承載力，e為可更新資源的人均能值;pg是全球平均能值密度，根據(jù)Odum等[26]計算全球平均能值密度為3.104×1014 sej/hm2 。

2.1.3 虛擬變量最小二乘法（LSDV）

通過建立計量模型來剝離生態(tài)足跡與自然因素與對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響。LSDV法可以得到固定效應(yīng)并且還可以觀測到不隨時間變化的變量，依然可以得到聚類穩(wěn)健的標(biāo)準(zhǔn)誤、解決異方差以及遺漏變量帶來的模型估計問題[26]。因此，通過LSDV法探討生態(tài)足跡對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響。由于主要目的是把生態(tài)足跡與自然因素對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)進(jìn)行有效的剝離，在此選取降水量、氣溫、坡度以及坡向等自然因素作為控制變量[27-28]。

iuv=β1ef+β2rain+β3temp+β4slop+β5aspect+

∑id+ε ???????? （4）

iuv為單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)所提供的間接使用價值，ef為人均生態(tài)足跡;rain為年均降水量，temp年均氣溫，slop平均坡度，aspect為接近正南方的程度;id為個體虛擬變量，ε為隨機(jī)干擾項; β1、β2、β3、β4以及β5為模型估計系數(shù)。

2.1.4 區(qū)域生態(tài)補償金額測算

根據(jù)理論分析，區(qū)域生態(tài)補償金額的計算公式為：

pesi=β1（efi-eci）×si ?????????????????????????????????????? （5）

pesi表示區(qū)域i的生態(tài)補償金額，eci為區(qū)域i的生態(tài)承載力，efi為區(qū)域i的人均生態(tài)足跡，β1為人類活動消費生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的消耗系數(shù)，si為區(qū)域面積。

2.2 數(shù)據(jù)來源

本文的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)主要分為兩部分。①生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的計算主要使用中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心（http：//www.resdc.cn/）在1∶10萬比例尺土地利用現(xiàn)狀遙感監(jiān)測數(shù)據(jù)基礎(chǔ)上通過矢量數(shù)據(jù)柵格化生成的1990—2015年每隔5年的1 km柵格數(shù)據(jù);該土地利用數(shù)據(jù)一級類型綜合評價精度達(dá)到94.3%以上，二級類型分類綜合精度達(dá)91.2%以上，滿足1∶10萬比例尺用戶制圖精度[29]。②生態(tài)足跡與生態(tài)承載力。能值生態(tài)足跡計算基礎(chǔ)數(shù)據(jù)主要來源于《中國統(tǒng)計年鑒》《中國能源統(tǒng)計年鑒》《中國林業(yè)統(tǒng)計年鑒》以及國家統(tǒng)計局網(wǎng)站（http：//www.stats.gov.cn/）;計算承載力使用的氣溫、降水、海拔、區(qū)域面積等數(shù)據(jù)來源于中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心（http：//www.resdc.cn/）。另外，能值轉(zhuǎn)換系數(shù)、能值轉(zhuǎn)換率以及五種可再生能源計算方法與參數(shù)來源于藍(lán)盛芳[30]、張耀輝[30]以及王志杰[31]等的整理結(jié)果。由于西藏及港澳臺地區(qū)數(shù)據(jù)缺失太多，在此不納入計算范圍;1997年以前重慶還未成為直轄市，歸屬于四川管理，所以重慶1990、1995年兩期缺失的人均生態(tài)足跡與人均生態(tài)承載力均以四川計算的數(shù)值進(jìn)行代替?；貧w模型中的變量主要依賴于基礎(chǔ)數(shù)據(jù)進(jìn)行計算，各指標(biāo)設(shè)計方法及其描述性統(tǒng)計結(jié)果詳見表2。

3 數(shù)據(jù)結(jié)果

3.1 單位面積生態(tài)價值與人均生態(tài)足跡之間的趨勢關(guān)系圖

從時間上看（如圖3），1990—2015年中國人均生態(tài)足跡水平為9.362 hm2，人均生態(tài)足跡從1990年的4.995 hm2上升到2015年的18.193 hm2，期間總體提升了264.22%;25年以來平均每年人均生態(tài)足跡上升了10.56%，這與中國的實際GPD的平均增長速度9.316%（根據(jù)國家每年公布的經(jīng)濟(jì)增長率進(jìn)行平均化處理）是比較吻合的。單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值從1990年的17 564.656 元下降到17 460.021元，期間總體下降了0.6%，平均每年的0.024%。單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值與人均生態(tài)足跡在5%的顯著性水平上呈現(xiàn)顯著的負(fù)相關(guān)，并且相關(guān)系數(shù)達(dá)到-0.869。單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值整體上呈現(xiàn)下降的趨勢，并在1995年出現(xiàn)最大值拐點。而人均生態(tài)足跡整體出現(xiàn)上升的趨勢，并且在1995年出現(xiàn)最小值的拐點。

從空間上來看（如圖4），隨著人均生態(tài)足跡的增加，單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值在不斷減少，但是存在明顯的空間差異。在不考慮時間趨勢并且忽略自然因素，利用最小二乘法對生態(tài)足跡的邊際貢獻(xiàn)以及貢獻(xiàn)程度進(jìn)行粗略估計;該模型的擬合優(yōu)度僅為28.72%，表明還有其他因素是造成單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值空間差異的主要原因。

根據(jù)人均生態(tài)足跡與單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的匹配程度，以人均生態(tài)足跡與單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值分別代表發(fā)展維度與生態(tài)維度，以其平均值劃分為四個區(qū)域，分別為“協(xié)調(diào)型”“潛力型”“受限型”以及“失衡型”四個區(qū)域。黑龍江、北京、遼寧、江蘇和天津?qū)儆趩挝幻娣e生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值存量高、人均

生態(tài)占用空間比較大的協(xié)調(diào)型區(qū)域;四川、廣西、廣東、江西、海南、福建、浙江、湖南、湖北、貴州和云南等南方省份屬于單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值存量高、人均生態(tài)占用空間較小的發(fā)展?jié)摿π?重慶、陜西、青海以及甘肅屬于單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值存量低并且人均生態(tài)占用空間小的發(fā)展受限型;安徽、河北、河南、新疆、遼寧、內(nèi)蒙古和上海等省份屬于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值存量較低、人均生態(tài)占用空間大的失衡型，犧牲較高的生態(tài)環(huán)境得到較多的生產(chǎn)空間。

3.2 生態(tài)足跡對生態(tài)價值邊際貢獻(xiàn)的剝離

由于自然因素以及不可觀測因素對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值與人均生態(tài)足跡真實函數(shù)的關(guān)系存在干擾;另外，在中國大尺度范圍內(nèi)，由于省級區(qū)域氣候、地理因素在空間尺度上存在較大的差異，帶來模型估計上產(chǎn)生的異方差問題，影響模型估計系數(shù)，使用聚類穩(wěn)健的標(biāo)準(zhǔn)誤是比較合適。為此，首先在控制不可觀測的因素的條件下，運用具有穩(wěn)健聚類標(biāo)準(zhǔn)誤性質(zhì)的LSDV法考察自然因素對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響，如模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）。然后在模型（Ⅰ）的基礎(chǔ)之上，運用計量模型剝離出人均生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值邊際貢獻(xiàn)程度，即人類活動對生態(tài)環(huán)境的消耗系數(shù)，如模型（Ⅳ）。回歸結(jié)果如表3所示。

從模型有效性來看，回歸模型中的擬合優(yōu)度均在99.6%以上;相比一元線性回歸模型，使用穩(wěn)健聚類回歸可以很好地消除異方差對模型估計的影響，保證回歸系數(shù)的有效性。

（1）自然因素對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響，如模型（Ⅰ）。從自然因素來看，坡度對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有正向的顯著影響，即坡度越高、單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值越大。坡度越高的地方人類活動越少，因此在坡度較高的地方受到人類的經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)活動的影響就會越小，從而生態(tài)環(huán)境水平就相對越高[34]。其次，坡向?qū)挝幻娣e生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有顯著的正向影響，平均坡向越靠近正南方的省級區(qū)域，其單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值也就越高;總體來看，中國大部分位于北回歸線以北，并且受東南季風(fēng)影響較大，南坡的水熱基礎(chǔ)條件較好，有利于植被的生長，所以平均坡向越靠近正南方的省份，其生態(tài)環(huán)境質(zhì)量也就越高[35]。

在研究區(qū)域內(nèi)，平均氣溫在5%的顯著性水平上對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有正向的影響。橫向來看，平均氣溫越高的地區(qū)都是緯度較低，光照比較充足的省份，有利于植物的光合作用和生長;從縱向來看，吳喜芳等[32]運用長時間數(shù)據(jù)分析黃河源區(qū)氣溫與植被之間的關(guān)系也得到了類似的結(jié)果。另外，水熱條件是影響植被覆蓋的重要條件，水熱組合差異可能造成南北方氣溫對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)存在差異。氣溫邊際貢獻(xiàn)較高的區(qū)域彌補了邊際貢獻(xiàn)較低的區(qū)域，使得估計系數(shù)變得更顯著。為此，以半濕潤地區(qū)和半干旱地區(qū)400 mm等降水線為分界點，進(jìn)行分樣本估計。在降水小于400 mm時，氣溫對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值影響不顯著，如模型（Ⅱ）;而在模型（Ⅲ）中，降水大于等于400 mm時，氣溫對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)無論是估計系數(shù)還是顯著性都明顯高于模型（Ⅰ）全樣本得到的結(jié)果，由此可以證明上述的猜想。

值得注意的是在模型（Ⅰ）～模型（Ⅲ）中平均降水量對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響不顯著，這與我們的直覺相悖離。在現(xiàn)實中，更多地考慮不同地區(qū)降水量之間的差異導(dǎo)致生態(tài)環(huán)境的存量不同，屬于統(tǒng)計推斷層面，但并未考慮區(qū)域降水的增減變化（時間維度）對生態(tài)環(huán)境的影響。統(tǒng)計推斷往往難以找到真實因果關(guān)系以及估計合理的模型參數(shù)。面板回歸既可以考慮個體差異，又能體現(xiàn)時間趨勢可以很好地反映變量之間的真實因果關(guān)系，如圖5（a），降水的增加對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的提升不具有顯著的影響。比較很好理解的是，各地區(qū)年際降水量變化量不大，而單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值卻存在降低的趨勢，所以降水量不是造成單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值變化的真實原因。LSDV模型可以取得與固定效應(yīng)面板模型一樣的效果。而最小二乘法只適用于截面數(shù)據(jù)，作個體間的比較，而忽略個體時間趨勢，造成偽回歸的現(xiàn)象，如圖5（b）。降水對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有顯著正向影響，并且貢獻(xiàn)率達(dá)到50.47%。雖然從真實的因果關(guān)系來看，降水量對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值不具有顯著影響，但是不能忽視降水量對生態(tài)環(huán)境存量的基礎(chǔ)性作用。

（2）在控制自然因素以及不可觀測因素的條件下，生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有顯著的負(fù)向影響。人均生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的消耗系數(shù)為6.989，即平均每個人增加1 hm2的生產(chǎn)性空間面積，平均1 hm2土地上的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值下降6.986元。

3.3 生態(tài)補償?shù)目臻g分異及其變化趨勢

通過計量模型（Ⅳ）剝離出生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的消耗系數(shù)，利用公式（5）測算每年各省區(qū)的生態(tài)補償金額，如表4。

從時間上來看，中國省級生態(tài)補償區(qū)域越來越多，而省級生態(tài)受償區(qū)域逐步減少，并且由低生態(tài)補償區(qū)向高生態(tài)補償區(qū)演化的概率越來越大。從1990—2015年，中國省級受償區(qū)減少了5個，分別是新疆、內(nèi)蒙古、甘肅，重慶以及貴州;受償區(qū)減少面積合計344.35萬km2，占研究區(qū)域面積的41.76%（由于西藏和臺灣數(shù)據(jù)缺失，在此不納入研究范圍），平均每年減少13.774萬km2。其次，生態(tài)補償支付的金額越來越多，2015年生態(tài)補償?shù)目偨痤~達(dá)到813.496億元，平均每年增加54.179億元。

這些說明，近25年以來中國經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展對環(huán)境與資源的索取程度日久愈深，導(dǎo)致自然生態(tài)修復(fù)能力的弱化以及生態(tài)系統(tǒng)的失衡。從局部來看，1995、2010年中國東部地區(qū)出現(xiàn)了大面積的省級受償區(qū)，這與當(dāng)時的經(jīng)濟(jì)與自然背景是分不開的。1995年南方沿海省份的平均名義GDP增長率比1994年降低了9.34個百分點，經(jīng)濟(jì)的下滑導(dǎo)致東南沿海省份由生態(tài)補償區(qū)變成生態(tài)受償區(qū);1992—2003年在社會主義市場經(jīng)濟(jì)逐步確立的過程中，東北地區(qū)由于體制的拖累和相應(yīng)的結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)換滯后，經(jīng)濟(jì)進(jìn)入滯后增長期，在全國的經(jīng)濟(jì)地位也開始大幅度下降;2003年以后東北地區(qū)實施東北老工業(yè)基地振興戰(zhàn)略，使得東北經(jīng)濟(jì)有所恢復(fù)，但同時也加劇了對自然資源的索取程度與速度[33]。中國位于東亞季風(fēng)區(qū)，降水主要依賴于季風(fēng)輸送，2010年全年降雨量比常年偏多11.1%，是1961年以來的最大值[34]。東部沿海地區(qū)的生態(tài)承載力主要由雨水化勢能與地球旋轉(zhuǎn)能構(gòu)成，降雨量的增加使得生態(tài)承載力得到提高，東部大部分沿海省份由生態(tài)補償區(qū)過渡到生態(tài)受償區(qū)。

從空間上來看，中國省級生態(tài)補償區(qū)域由中東部省份逐步蔓延到西北內(nèi)陸地區(qū)，而省級生態(tài)受償區(qū)由西部地區(qū)逐漸縮小到青海、四川、云南三省。經(jīng)計算，生態(tài)補償支付金額重心點沿著“東北-中部-西北”的“V”型方向移動，并且多數(shù)省份需要支付的生態(tài)補償金額總體呈上升的態(tài)勢。從胡煥庸線兩側(cè)來看，1990—1995年生態(tài)補償區(qū)與受償區(qū)大致分別按照該線兩側(cè)分布。東側(cè)生態(tài)補償區(qū)主要以平原丘陵為主，人口密集，經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)需求空間較大;而西部生態(tài)受償區(qū)地形復(fù)雜，人口比較稀少，經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)活動相對比較貧乏。但從2000年以來，生態(tài)補償區(qū)開始突破胡煥庸線，逐步向西側(cè)轉(zhuǎn)移。西部大開發(fā)以來，由于歷史和自然原因，雖然西部地區(qū)生態(tài)環(huán)境局部改善，但整體惡化的趨勢并沒有得到完全扭轉(zhuǎn)。隨著工業(yè)化進(jìn)程的加快，西部地區(qū)的環(huán)境壓力將不斷加大，特別是常年氣候干旱、水土流失比較嚴(yán)重的西北內(nèi)陸地區(qū)[35]。比較值得關(guān)注的是內(nèi)蒙古自治區(qū)由原來的高生態(tài)受償區(qū)演化為高生態(tài)補償區(qū)，并且2015年的生態(tài)補償金額達(dá)到319.045億元，占總補償金額的39.219%。據(jù)統(tǒng)計，2002—2010年內(nèi)蒙古自治區(qū)連續(xù)9年經(jīng)濟(jì)增長速度位居全國第一，并且產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)較為單一，主要集中在農(nóng)牧業(yè)與煤炭能源產(chǎn)業(yè)，并且科技和教育水平落后，資源利用效率較低[36]。內(nèi)蒙古前期掠奪式的自然資源開發(fā)造成生態(tài)修復(fù)能力的弱化與生態(tài)系統(tǒng)的失衡，致使后勁經(jīng)濟(jì)發(fā)展能力不足。在供給側(cè)改革的大環(huán)境下，2015年內(nèi)蒙古GDP經(jīng)濟(jì)增長速度僅為7.7%，全國排名倒數(shù)第八位。據(jù)統(tǒng)計自2000年西部大開發(fā)以來，西部GDP名義增長率達(dá)到15.65%，分別高于東部地區(qū)、中部地區(qū)1.58、1.08個百分點（根據(jù)國家統(tǒng)計局發(fā)布的信息計算）。按照目前的經(jīng)濟(jì)發(fā)展速度來看，在西部地區(qū)實施重大生態(tài)保護(hù)與修復(fù)工程，構(gòu)建生態(tài)屏障以調(diào)節(jié)人類經(jīng)濟(jì)生產(chǎn)活動對生態(tài)系統(tǒng)的破壞刻不容緩。

4 結(jié)論與討論

本文首先從土地利用轉(zhuǎn)移的視角，運用經(jīng)濟(jì)學(xué)效用理論構(gòu)建生態(tài)用地-經(jīng)濟(jì)用地的權(quán)衡系統(tǒng)，并以此推演出區(qū)域生態(tài)補償定價機(jī)制的理論模型與分析框架。在保證生態(tài)系統(tǒng)平衡以及剝離自然因素對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的影響之后對現(xiàn)有的區(qū)域生態(tài)補償均衡定價方式進(jìn)行修正。研究發(fā)現(xiàn)：①以間接使用價值為計算基礎(chǔ)和剔除自然因素對生態(tài)環(huán)境的破壞，可以有效防止生態(tài)補償定價標(biāo)準(zhǔn)的高估，并且遵循了“誰破壞、誰付費;誰保護(hù)，誰受益”生態(tài)補償定價的基本原則。②從省級研究區(qū)域來看，坡度、坡向等地形因素對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值產(chǎn)生非常顯著的正向影響。即坡度越高、越靠近陽坡的地方單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值越高。整體來看，氣溫在5%的顯著性水平上對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值具有正向影響，并且暖濕區(qū)域氣溫對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的邊際貢獻(xiàn)大于干旱區(qū)域氣溫的邊際貢獻(xiàn)，而降水量對其影響不顯著。③人均生態(tài)足跡對單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值的消耗系數(shù)為6.989，即人均生態(tài)足跡增加1 hm2，單位面積上的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間接使用價值減少6.989元。④2015年生態(tài)補償?shù)目偨痤~達(dá)到813.496億元，平均每年增加54.179億元。1990年以來中國經(jīng)濟(jì)社會的發(fā)展對環(huán)境與資源的索取程度日久愈深，導(dǎo)致自然生態(tài)修復(fù)能力弱化以及生態(tài)系統(tǒng)失衡，1990—2015年中國的生態(tài)補償省級區(qū)和生態(tài)補償支付金額不斷增加，并且支付重心沿著“東北-中部-西北”的V型路徑進(jìn)行轉(zhuǎn)移。生態(tài)補償區(qū)逐漸突破胡煥庸線，社會發(fā)展與資源環(huán)境處于嚴(yán)重失衡的狀態(tài)，特別是西北地區(qū)由生態(tài)受償區(qū)變?yōu)樯鷳B(tài)補償區(qū)，在生態(tài)脆弱性和敏感性的作用下，生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)能力與修復(fù)能力在不斷惡化。

本文從土地利用視角構(gòu)建區(qū)域生態(tài)補償?shù)亩▋r模型與理論分析框架，在剝離自然因素之后，利用生態(tài)足跡的邊際貢獻(xiàn)對區(qū)域生態(tài)補償?shù)挠嬎銟?biāo)準(zhǔn)進(jìn)行了修正，但依然存在以下不足：自然因素導(dǎo)致生態(tài)價值損失的那部分應(yīng)該由誰買單？又如何定價？其次，區(qū)域政府間如何設(shè)計具體化的區(qū)域生態(tài)補償制度或者交易平臺以實現(xiàn)綠色發(fā)展的目標(biāo)。這些都是下一步研究的重點內(nèi)容。

（編輯：李 琪）

參考文獻(xiàn)

[1]陳詩一， 陳登科. 霧霾污染、政府治理與經(jīng)濟(jì)高質(zhì)量發(fā)展[J]. 經(jīng)濟(jì)研究， 2018， 53（2）： 20-34.

[2]李霽友. 環(huán)保費改稅對我國生態(tài)環(huán)境及經(jīng)濟(jì)發(fā)展的影響[J]. 管理世界， 2017（3）： 170-171.

[3]吳曉青. 加快建立生態(tài)補償機(jī)制促進(jìn)區(qū)域協(xié)調(diào)發(fā)展[J]. 求是， 2007（19）： 52-54.

[4]國務(wù)院辦公廳. 關(guān)于健全生態(tài)保護(hù)補償機(jī)制的意見[EB/OL]. （2016-04-26） [2019-02-20]. http：//www.gov.cn/zhengce/content/2016-05/13/content_5073049.htm.

[5]中共中央、國務(wù)院.關(guān)于建立更加有效的區(qū)域協(xié)調(diào)發(fā)展新機(jī)制的意見[EB/OL]. （2018-11-18） [2019-02-20].http：//www.gov.cn/zhengce/2018-11/29/content_5344537.htm.

[6]范明明， 李文軍. 生態(tài)補償理論研究進(jìn)展及爭論——基于生態(tài)與社會關(guān)系的思考[J]. 中國人口·資源與環(huán)境， 2017， 27（3）：130-137.

[7]FERRARO P J . Asymmetric information and contract design for payments for environmental services[J]. Ecological economics， 2008， 65（4）：810-821.

[8]SHENG W P， ZHEN L， XIE G D， et al. Determining eco-compensation standards based on the ecosystem services value of the mountain ecological forests in Beijing， China[J]. Ecosystem services， 2017：S2212041617302917.

[9]LIU M C， YANG L， MIN Q W. Establishment of an eco-compensation fund based on eco-services consumption[J]. Journal of environmental management， 2018， 211：306-312.

[10]劉春臘， 劉衛(wèi)東， 陸大道， 等. 2004—2011年中國省域生態(tài)補償差異分析[J]. 地理學(xué)報， 2015， 70（12）： 1897-1910.

[11]潘竟虎. 甘肅省區(qū)域生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)測度[J]. 生態(tài)學(xué)雜志， 2014， 33（12）： 3286-3294.

[12]楊璐迪， 曾晨， 焦利民， 等. 基于生態(tài)足跡的武漢城市圈生態(tài)承載力評價和生態(tài)補償研究[J]. 長江流域資源與環(huán)境， 2017， 26（9）： 1332-1341.

[13]楊欣， 蔡銀鶯， 張孝宇， 等. 基于生態(tài)賬戶的農(nóng)田生態(tài)補償空間轉(zhuǎn)移研究——以武漢城市圈48個縣（市、區(qū)）為例[J]. 自然資源學(xué)報， 2015， 30（2）： 197-207.

[14]李曉光， 苗鴻， 鄭華，等. 生態(tài)補償標(biāo)準(zhǔn)確定的主要方法及其應(yīng)用[J]. 生態(tài)學(xué)報， 2009， 29（8）：4431-4440.

[15]WANG X C， DONG X B， LIU H M， et al. Linking land use change， ecosystem services and human well-being： a case study of the Manas River Basin of Xinjiang， China[J]. Ecosystem services， 2017， 27：113-123.

[16]喻鋒， 李曉波， 張麗君， 等. 中國生態(tài)用地研究：內(nèi)涵、分類與時空格局[J]. 生態(tài)學(xué)報， 2015， 35（14）： 4931-4943.

[17]李虹， 熊振興. 生態(tài)占用、綠色發(fā)展與環(huán)境稅改革[J]. 經(jīng)濟(jì)研究， 2017（7）：126-140.

[18]COSTANZA R， DARGE R， GROOT R， et al. The value of the worlds ecosystem services and natural capital[J]. Nature， 1997， 386： 253-260.

[19]COSTANZA R， GROOT R， SUTTON P， et al. Changes in the global value of ecosystem services [J]. Global environmental change， 2014， 26： 152-158.

[20]謝高地， 張彩霞， 張雷明， 等. 基于單位面積價值當(dāng)量因子的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值化方法改進(jìn)[J]. 自然資源學(xué)報， 2015， 30（8）： 1243-1254.

[21]虎陳霞， 郭旭東， 連綱， 等. 長三角快速城市化地區(qū)土地利用變化對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的影響——以嘉興市為例[J].長江流域資源與環(huán)境，2017，26（3）：333-340.

[22]WACKERNAGEL M. Our ecological footprint： reducing human impact on the earth[J]. New society publishers， 1996， 1（3）： 171-174.

[23]袁歡. 基于能值理論和生態(tài)足跡模型的區(qū)域可持續(xù)發(fā)展研究[D]. 重慶：西南大學(xué)， 2011.

[24]楊燦， 朱玉林. 基于能值生態(tài)足跡改進(jìn)模型的湖南省生態(tài)赤字研究[J]. 中國人口·資源與環(huán)境， 2016， 26（7）：37-45.

[25]ODUM H T. Environmental accounting： environmental accounting： emergy and environmental decision making [J]. Child development， 1996， 42（4）： 1187-201.

[26]陳強. 高級計量經(jīng)濟(jì)學(xué)及Stata應(yīng)用[M]. 第2版. 北京： 高等教育出版社， 2014.

[27]楊鎖華. 長江中游地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的地形梯度效應(yīng)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報， 2018， 29（3）：976-986.

[28]劉新宇， 楊兆萍， 馬忠國，等. 基于地形因子的喀納斯自然保護(hù)區(qū)土地利用/覆被現(xiàn)狀格局分析[J]. 干旱區(qū)地理， 2011， 34（5）：851-857.

[29]LIU J Y， KUANG W H， ZHANG Z X， et al. Spatiaotemporal characteristics，patterns and causes of land-use changes in China since the late 1980s[J]. Journal of geographical sciences， 2014， 24（2）： 195-210.

[30]藍(lán)盛芳， 欽佩， 陸宏芳. 生態(tài)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)能值分析[M]. 北京： 化學(xué)工業(yè)出版社， 2002.

[31]王志杰. 基于能值生態(tài)足跡對我國區(qū)域可持續(xù)發(fā)展?fàn)顟B(tài)比較研究[D]. 重慶：西南大學(xué)， 2013.

[32]吳喜芳， 李改欣， 潘學(xué)鵬， 等. 黃河源區(qū)植被覆蓋度對氣溫和降水的響應(yīng)研究[J]. 資源科學(xué)， 2015， 37（3）： 512-521.

[33]董寶奇， 鄭世林， 王宏偉. 東北地區(qū)的經(jīng)濟(jì)振興與發(fā)展及政策建議[J]. 中國科技投資， 2012（30）： 168-173.

[34]李輯， 李菲， 胡春麗，等. 遼寧盛夏降水大尺度環(huán)流及2010年降水異常成因分析[J]. 高原氣象， 2014， 33（4）： 1076-1085.

[35]齊義軍. 包容性增長視閾下民族地區(qū)就業(yè)研究——以內(nèi)蒙古為例[J]. 中央民族大學(xué)學(xué)報（哲學(xué)社會科學(xué)版）， 2011（2）： 35-42.

[36]古冰. 西部大開發(fā)以來西部地區(qū)工業(yè)污染研究[J]. 云南社會科學(xué)， 2010（4）： 40-44.

Research on the equilibrium pricing mechanism and theoretical framework

of regional ecological compensation

DING Zhen-min1，2 YAO Shun-bo1，2

（1.College of Economics and Management， Northwest A&F University， Yangling Shaanxi 712100， China;

2.Centre for Resource Economic and Environmental Management， Northwest A&F University，

Yangling Shaanxi 712100， China）

Abstract Pricing mechanism and analysis framework of regional ecological compensation were promoted based on trade-off system of ecological land and economic land according to utility theory from the perspective of land use transfer for correcting the regional ecological compensation at the condition of balance of the ecosystem and eliminating impact of natural factors on ecological value. The results shows as follows： ①Appling indirect using value and eliminating impact of natural factors can effectively prevent overestimation and observe the basic principles of ecological compensation. ②Slope and aspect have very positive significantly effect on indirect use of ecosystem services perunit area; namely the steeper slop and the more closer to the sunny slope， the more abundant indirect use value of ecosystem services per unit area is. The temperature has a positive effect on the indirect use value of ecosystem services per unit area at the significant level of 5%， and the marginal effect of temperature in the warm and humid region is greater than that in the arid area， while the rainfall has or significance. ③The marginal effect of ecological footprint is -6.989， which means that the ecological footprint per capita is increased by 1 hm2， and the indirect use value of ecosystem services per unit area is reduced by 6.989 RMB. ④The total amount of ecological compensation in 2015 reached 81.349 6 billion RMB and average annual increase of 5.417 9 billion RMB， and the gravity center of payment transferred along ‘V shaped path of ‘northeast-central-northwest. The ecological compensation areas gradually broke through the ‘Hu Huanyong line， which indicates that the social development and resources environment were serious imbalanced， especially in the northwest region from the ecological output areas to the ecological import areas. It shows that under the interaction of ecological vulnerability and sensitivity， the sustainability and restoration ability of ecosystems are deteriorating in the western region.

Key words ecological compensation; equilibrium pricing; theoretical framework; land use transtion analysis framework; ecological footprint