流域生态补偿机制研究（精选12篇）
流域生态补偿机制研究 篇1
1 概述
流域生态补偿机制是通过有偿利用生态环境资源为方式, 实现保护环境, 促进人类和自然之间的和谐发展。该机制主要关注影响生态环境的补偿主体, 通过协调生态环境的保护者和利用者之间的矛盾关系, 以在社会经济发展和生态环境保护两方面“共赢”为目标, 实现科学发展。文章希望基于统计学的角度, 建立合理的生态补偿机制, 以求实现生态环境、经济建设共同发展。另外, 我国生态补偿的研究起步较晚, 所以相对来说还有很多的不完善, 文章也是通过对该机制的研究, 进一步完善生态补偿机制的建设, 让生态环境得以改善, 为经济建设营造一个良好的发展环境。
2 生态补偿研究综述
目前生态补偿机制成为了国内外在环境保护方面的研究热点, 但在研究过程中都存在没有统一补偿标准这一现象。从补偿的资金来源出发, 主要包括政府主导型、市场主导型和开放贸易型。另外, 从对生态效益的核算方法上来看, 主要有最大支付意愿法、基于污染权的核算方法、基于补偿费用的核算方法、水资源价值法、总成本修正法和水足迹法。
3 赤水河流域生态补偿机制的设计
文章选用水足迹模型来设计赤水河流域生态补偿机制。较于以前的补偿方法, 更易于量化。从另外一个角度, 综合考虑了该流域的各个方面, 如降水、地底水等, 使补偿量更为精确, 保证补偿能够达到补偿目的。
3.1 水足迹模型概述
水足迹法主要是指是在一定时间内任何已知人口消费的所有产品和服务所需要的水资源数量, 此方法能真实反映该地区经济发展对水资源的需求情况。方法为用一个地区居民所消费的商品和服务数量乘以单位产品虚拟水含量得到该地区水足迹, 因此一个地区的水足迹可以表示为:
式中WF是一个地区的水足迹, DU是生活用水量和生态用水量, Pi是第i种产品或服务消费量, VWPi是第i种产品或服务的单位虚拟水量。
3.2 流域生态补偿机制的设计
赤水河流域的水足迹主要需要计算农业蓝水、工业蓝水、生活用水和生产蓝水。工业蓝水各地区实际填报的工业用水量计算。生活用水按照城镇居民127/L天, 农村居民79L/天进行计算。生态环境用水根据《赤水河流域综合规划》, 考虑赤水河流域国家级珍稀特有鱼类保护需求, 结合气候条件和社会经济发展需要, 确定为水资源总量的75%作用。
3.3 流域虚拟水总量的计算
根据Wb+AWb+IWb+DWb+EWb可计算得赤水河流域的水足迹结构中城镇和农村居民生活用水量, 分别为28612.11万立方米和6292.27万立方米。农业蓝水、畜牧业蓝水计算按照目前国际公认的量化标准, 根据赤水河流域粮食的种类、每种农作物及每公斤肉类对应的虚拟水含量, 计算得耕作业蓝水为396653.25万立方米, 畜牧业蓝水总和为488433.4万立方米, 农业蓝水共记885086.65万立方米。2013年度工业用水总和为120167.46万立方米。且按照赤水河流域水资源年总量为:4160633.96万立方米, 故可得生态用水3120475.47万立方米。
3.4 2013年赤水河流域各地区虚拟水的计算
赤水河流域区地跨川、滇、黔3省13个县市辖区, 流域面积约20440km2, 干流长444.5km。分别计算各地区水足迹可得上段镇雄、威信、七星关、大方、金沙等赤水河流域产出水资源量1283556.61万立方米, 占30.85%;中段仁怀、遵义、桐梓、古蔺产出水资源1425754.02万立方米, 占34.27%;下段习水与赤水产出水资源1451323.33万立方米, 占34.88%:三者的流域面积比为27.3578:32.2754:40.3727。因此, 赤水流域水资源单位面积产出量下段高于中段, 中段高于上段。
水资源消耗与产出相减, 得到赤水河流域水资源盈亏, 流域水资源总盈亏为-208609.67万立方米。流域水资源盈亏表如表2所示。
水资源盈亏为正的单元向流域贡献了水资源, 生产了有效的生态系统服务, 应为接受生态补偿资金的单元;水资源盈亏为负的单元占用了流域的水资源, 是需要购买生态系统服务, 应为提供生态补偿资金的单元。另外, 流域生态补偿形成的关键是上下游之间是否形成有效的水质和水量的生态服务关系。从上下游空间关系看, 仁怀位于镇雄、威信、金沙、大方和七星关下游, 水资源盈亏为-83702.73万, 需要购买上游的水资源盈亏。仁怀上游镇雄、威信、七星关区水资源盈亏为负, 与仁怀不形成生态补偿关系, 大方、金沙水资源盈亏为正, 给予下游仁怀83702.73万立方米的水资源服务, 并为整个流域弥补了3693.44万立方米的生态用水资源, 形成生态补偿关系。整个流域依然需要204916.23万立方米的水资源, 才能不占用流域的生态环境用水。
3.5 定价计算
遵义县水资源盈亏为-40439.97万立方米, 但其位于贵州省赤水河流域中段的支流源头, 与大方和金沙不形成水资源盈亏补偿关系, 也不与上游仁怀形成生态补偿关系。桐梓、习水和赤水水资源盈亏为正, 与上游不形成生态补偿关系。因此, 贵州省赤水河流域大方和金沙水资源盈余为正的乡镇, 与仁怀水资源盈亏为负的乡镇形成流域水量生态补偿关系。按照公平性、有效性和经济性原则, 生态补偿标准以水资源对区域GDP的贡献和水资源购买价格为基础估算。水资源盈亏足迹的价格可按照区域生产生活用水价格计算。按照2013年仁怀生活用水为2.1元/立方米, 工业用水价格为2.1元/立方米的价格计算, 购买83702.73万立方米, 水资源价值为175775.74万元。
水足迹创造的经济价值可以根据区域水资源创造的地区生产值进行计算。购买的水资源可分为三种情况: (1) 全部用于农业生产; (2) 全部用于工业生产; (3) 按农业与工业用水比例分别计算。仁怀市可选 (1) 、 (3) 情况。根据表3, 仁怀购买上游83702.73万立方米的水资源盈亏可创造生产值: (1) 8.88亿元; (2) 260.47亿元: (3) 117.28亿元。综合工业和生活用水价格以及每立方米水资源带来的经济效益, 参照当地对水资源的利用率以及水资源产出效益, 按照目前国内水资源补偿的主流计算方式, 以理论最低值为参考额度, 仁怀的生态系统水资源补偿的货币价格可考虑为8.88亿元及以下。
4 结束语
文章将计算结果区域内补偿与区域内的水资源使用量之间直接挂钩, 同时关注了如流域的蒸发水降水, 地底水等容易被人们忽视的水资源量, 使补偿金额更为精确。充分考虑了水资源的保护者和污染者双方的权益, 符合“谁污染, 谁付费, 谁保护, 谁受益”的补偿原则。结合贵州省在赤水河流域实施《赤水河保护条例》后水质得到改善, 说明文章所提出的赤水河流域补偿机制模型是具有实践价值和意义的, 能够达到环境保护和经济发展“共赢”这一目的。另外也提出一下建议: (1) 加大生态保护的宣传力度, 为实施流域进行生态补偿机制奠定扎实的文化基础。 (2) 建立与流域配套、合理的生态补偿机制, 保证生态补偿的效果及效率。 (3) 认真部署监督管理流域生态补偿机制实施的各级部门, 确保机制能够切实有效的实施。
摘要：文章紧紧围绕流域生态补偿机制这一困扰上下游生态环境和发展两条底线的难题, 分析现有流域生态补偿机制基础上, 设计赤水河流域的生态补偿机制, 通过实证, 得出补偿生态环境损失所需的补偿金额, 以验证所设计机制的合理性。试图借此推进流域内各方之间实现经济和生态“共赢”的目标。
关键词：流域生态补偿机制,补偿方式,补偿模式,补偿资金
流域生态补偿机制研究 篇2
福建省建立流域生态补偿机制的实践与思考
摘要：福建省地处我国东南沿海,陆地面积12.14万平方公里,海域面积13.6万平方公里.全省陆域水系密度大,且大多在省内自西向东单独入海,其中流域面积在500平方公里以上的河流有闽江、九龙江和晋江等12条.主要流域上游地区大多为经济欠发达的山区或革命老区,同时也是重要的生态功能区,下游有福州、厦门、泉州等经济较发达的`城市,从而形成了地域上密切关联、经济上山海互补、环境上相互依存的流域经济带.作 者：丛澜 徐威 作者单位：福建省环境保护局期 刊：环境保护 PKUCSSCI Journal：ENVIRONMENTAL PROTECTION年，卷(期)：2006,(19)分类号：X3
浅谈构建黄河流域生态补偿机制 篇3
【摘 要】作为一项协调流域上下游环境与经济利益关系的环境经济政策，流域生态补偿机制可以为解决当前黄河流域日益严重的污染问题起到积极作用。文章在分析黄河地区水环境特征以及水环境管理状况的基础上，结合实际情况提出了在黄河流域建立生态补偿机制的政策设想，并在分析现有条件和面临问题的基础上，就该政策的实施前景提出建议。
【关键词】黄河地区背景；流域生态补偿机制；存在问题；政策与建议
0.背景
黄河是西北、华北地区的生命之泉，是我国的第二大河，也是北方缺水地区的重要水资源之一。随着流域经济的高速发展，特别是乡镇企业的异军突起，黄河水质污染日趋严重。尽管各级环境保护部门在督促厂矿企业对污染源进行治理方面做了大量工作，但仍未能控制水污染迅速加剧的趋势。污水排放总量已由上个世纪80年代每年平均20亿吨多一点激增至现在年排放达到40亿吨上下，几乎增加了一倍；每年化学需氧量的排放量是140万吨上下，氨氮的排放量每年是十三四万吨，分别超过了黄河水环境容量的1/3左右和2.5倍左右；黄河五类、劣五类水质所占比重居高不下，因水质恶化而造成的事故时有发生。
在水资源十分匮乏的黄淮海地区，劣五类水体占到四成至五成，这就更加剧了水资源的供需矛盾。据水利部介绍，目前我国缺水城市有300多座，受影响人口在1亿以上；农村有3亿多人饮水不安全，其中约1.9亿人饮用水有害物质含量超标，6300多万人饮用高氟水，200万人饮用高砷水，3800多万人饮用苦咸水。饮用水有害物质含量超标是很突出的问题，并有增加的趋势，致使人民群众的饮水安全受到影响，身体健康受到威胁。总的看，在部分地区和流域，水污染已经呈现出从支流向干流延伸、从城市向农村蔓延、从地表向地下渗透、从陆地向海洋发展的趋势。[1]
1.建立流域生态补偿机制
“我花钱种树，他免费乘凉”，“上游保护，下游受益”，“上游污染， 下游遭殃”，这是目前我国流域生态环境建设与保护普遍面临的尴尬与不公平。如果这种不公平长期继续，就无法实现“统筹城乡发展、统筹区域发展、统筹经济社会发展”，甚至影响我们实现构建和谐社会的宏伟目标。
黄河流域的上游不仅为中下游地区提供自然资源还为其提供流域系统。上游地区对自然资源的使用方式直接影响到为中下游地区提供的环境服务功能的数量和质量。上游地区是与大江大河流域生态环境治理关系最密切的地区，但又是自然条件恶劣、生态极为脆弱的地区，贫困人口和少数民族最集中的地区，也是开发情况复杂、开发难度大、地方财政十分困难的地区。目前，世界大多数发达国家都已建立起由中下游地区固定受益人群向提供环境服务的上游地区补偿的机制。然而，该机制实施过程中常常遇到中上游地区谁应得到补偿、应该得到多少补偿等难以界定的问题，容易导致受酬权利的混乱。如果这些问题不能得到有效解决，将直接影响到利用补偿机制恢复、保护或改进上游地区提供的环境服务功能。我国在流域系统补偿机制方面已经起步，在广东省、北京市等地区已经有了成功案例。但是我国的流域补偿机制更多地是体现在“扶贫”的意义上，没有法律法规或者政策依据。同时我国现在流域补偿仅仅局限于特定的小型流域，要在大面积的流域管理中推广还有很多问题有待解决。建立健全流域上中下游生态补偿机制， 是使我国流域补偿跟国际惯例接轨的关键问题。
2.中国流域生态补偿存在的问题
中国流域生态补偿实践在不同规模流域开展，但流域保护的效果并不显著，主要存在以下几个问题：
2.1生态补偿的立法、制度和文化缺位
目前没有针对生态补偿的法规和立法的可操作性的依据，目前正在起草的《生态补偿条例》将填补这方面的空白，但是在流域资源产权不界定，缺乏生态补偿的保障制度和机构的前提下，《生态补偿条例》的起草和效果将难以保证。生态补偿制度缺失。公共财政制度中的财政转移支付也很少考虑环境因素，更没有涉及生态补偿的问题。流域管理制度也是条块分割、相互制约、职责交叉、权属不清，水源地不管供水，供水的不管排水，排水的不管治污，治污的不管回用。由于水管理权不统一，使得各管水部门没有形成协调统一的水资源管理体制，无法实现统一管理及联合和优化调度，也无法实现生态补偿的有效执行和水资源的合理利用。文化缺位体现在公众尤其是处于上游水源区的农户、居民和企业没有环境保护的意识，追逐短期利益的现象比较严重。上游居民认为他们为下游提供水源，应该由下游出资保护，而下游居民认为上游不能污染破坏环境，同时认为政府应该出资保护。
2.2生态补偿的支付手段单一
生态补偿的支付主要通过财政转移支付、扣缴财政税收等方式补偿给地方政府，而地方政府对资金的利用效率很低，真正用到流域保护方面的很少，相当一部分变成了其他方面的消费性支出。水电公司和水资源费的补贴多为临时性补贴，随意性较大。通过环境友好的生产方式以及技术支持等方面的补偿较少，贫困的水源区难以形成生产和生态相统一的良性循环。
2.3生态补偿没有统一标准
不同的案例生态补偿模式不同，补偿标准和支付方式等是流域利益相关者之间博弈的结果，最终结果取决于生态补偿项目中受损者和得益者双方的谈判能力。[2]
3.流域生态补偿政策与建议
3.1明确流域生态补偿中的价值衡量标准
加强理论研究，重点应该放在流域生态补偿机制的量化研究，针对补偿机制的客体———自然资源和环境资源进行明确的价值化。可以采用以下步骤： （1）确定补偿和待补偿地区；（2）确定具有生态环境效益的生态地理单元；（3）确定生态地理单元的生态功能；（4）确定一个生态保护地区所有生态地理单元待补偿的份额；（5）确定不同付出地区生态补偿份额。[3]
3.2建立流域生态补偿专项法，完善法律体系
虽然中国现存的法律法规中有许多关于生态补偿和资源有偿使用的条款，但是规定并不具体，并且没有给出对流域生态补偿实施具有指导意义的法条，因此必须通过理论的研究，适时出台专项法，完善法律体系。通过引入法律手段，实施流域生态补偿立法，将流域生态补偿提到法律的高度实施，是流域生态补偿公平、合理、有效的重要保障。首先，应在宏观层面进行生态补偿立法，对生态补偿进行整体规划。通过生态补偿立法，明确流域生态补偿的义务；界定生态补偿主体和补偿资金的来源；设立生态补偿管理机构，建议由环保部门来主导建立生态补偿体系，相关部门协调配合。其次，在国家宏观层面生态补偿立法的基础上，进行不同区域、不同类型的生态补偿法规建设。结合已有的生态补偿实践探索和当前主体功能区建设，针对不同区域、不同类型的生态领域，制定和出台相应的生态补偿法规、办法，对生态补偿的重要领域加以明确，对补偿对象、补偿方式、补偿标准等生态补偿具体操作问题进行规定，推进区域生态补偿实践，并使不同类型的生态补偿均有法可依。
3.3调动市场资源参与建设，完善流域生态补偿机制体系
构建流域环境产权交易市场，包括：上下游之间的排污权交易、水源涵养地与清洁水使用者之间的环境资源利用权交易等。排污权交易是流域生态补偿市场化的重要内容之一。排污权交易的实质是，通过运用污染权的市场交易机制来实现污染控制的一种环境经济手段。排污权交易作为控制大气污染的一项手段，于20世纪70年代由美国经济学家戴维斯提出，首先在美国《清洁空气法》及其修正案中得到应用。中国2000年修订的《大气污染防治法》第15条规定了大气污染物总量控制和大气污染排放许可制度，为中国排污权交易制度的建立奠定了基础。这种环境经济手段完全可以运用于水污染防治领域，特别是流域水污染防治。流域排污权交易制度的建构是一个系统的工程，它需要测算流域污染总量，在这个总量控制指标内，由流域管理机构来进行排污权的初始分配；在分配的指标内，排污权的使用者方能通过排污权契约进行排污权交易，从而最终实现环境调控目标。
3.4完善行政管理体系，加大激励措施
由于流域生态环境是一种公共资源，所以对于生态服务的交易，不能完全依靠市场本身来调节，必须通过政府干预来完成。可以采取的行政手段有：（1）建立健全的政府间财政转移支付制度。（2）以项目支撑发展新兴产业，安置生态移民。（3）在政绩考核中加入环保指标。（4）将流域生态保护工作与区域的发展规划相结合，在中长远规划中对区域的生态补偿工作做详细的规定，无论进行整体规划和项目规划，利用环境影响评价对规划以及规划中流域生态补偿方案的可行性进行分析评价。
4.结论
建立完善的流域生态补偿机制是解决黄河流域生态补偿问题的必要条件，旨在保护黄河流域的水质和水环境，实现经济与环境、社会与生态的平衡协调发展。近年来，国内一些省区对流域生态补偿问题已有一些初步成果，但从总体上看，我国目前无论在理论上，还是在实践上对流域生态补偿问题都还处于探索研究阶段，还没有形成补偿的系统理论体系和完整的方法架构。对于建立完善的流域生态补偿机制来说，可以借鉴的经验并不多，还需要我们不断的改进思路，努力探索解决方法和对策，协调好各相关部门的工作。在吸收国际经验的基础上，建立起一种适合我们的高效合理的流域生态补偿机制，实现整个社会的可持续发展。
【参考文献】
[1]市場報（第二版），2005-06-10.
[2]谭秋成.关于生态补偿标准和机制[J].中国人口·资源与环境，2009，（6）.
浅析梁子湖流域生态补偿机制 篇4
梁子湖位于武汉市江夏区东土之滨,是湖北省第2大淡水湖。梁子湖湖面面积达225km2,有99 个岔,集水面积6.5×108m3。梁子湖流域包括了梁子湖、鸭儿湖、保安湖、三山湖,跨武汉、鄂州、黄石、咸宁4市,有17 个乡镇(街道),总人口约60 万人,其中城镇人口约10 万人,域内有耕地约11.9万hm2。在享有“千湖之省”美誉的湖北,梁子湖以其独特的地理环境,绝佳的自然生态而闻名,在旅游热高涨的今天,保护梁子湖水域已刻不容缓。
2 梁子湖流域的现状
2.1 湖水的水质状况
梁子湖入湖河港多达30 余条,主要入湖河港为高桥河、金牛港、朝英港、徐家港、张桥港、山坡港、宁港等7 条。高桥河长64.4km ,集水面积893km2,占流域陆上汇水面积一半,入湖水量占50 %以上。出水口仅长港一处,河道全长46.6km,至樊口新闸排入长江。梁子湖多年平均水位18.25m,堤内湖水滞留时间为0.53年。
由于梁子湖流域经济相对落后,开发程度较低,入湖工业污染较轻,再加上湖泊水草丰盛、自净能力较强,是目前中国水质较好的淡水湖泊之一。从1986年到2009 年,西梁子湖(江夏水域) 水质以Ⅱ类为主,但南北嘴等局部水域水质为Ⅲ类,主要超标项目是磷和氮;东梁子湖(鄂州水域) 以Ⅲ类为主,但梁子岛、长港磨刀矶等局部水域水质为Ⅳ~Ⅴ类,主要是氮、磷超标。梁子湖营养状态已从贫营养型进入中营养型,局部已接近富营养型。梁子湖水质的季节性变化较大,农田和鱼池退水期水质较差。2009 年10月东梁子湖和西梁子水质均以Ⅳ类为主,分别占各自湖面面积的59%和76%。
2.2 水生植被、生物种类多样
梁子湖具有生物多样性、遗传多样性和物种稀有性等特点。20世纪80 年代,梁子湖的水生植物有89 种,组成17 个主要水生植物群落类型,全湖水草群落覆盖率高达77%。20世纪90年代,梁子湖有水生植物92 种,组成12 个主要水生植物群落类型,物种多样性有所上升(增加了五刺金鱼藻、亚洲苦草和空心莲子草3个物种) ,但群落多样性下降近1/3,主要是浮叶植物和挺水植物群落减少。全湖水生植被覆盖度和生物量呈逐年增长态势,这与湖泊冬季水位相对稳定、草食性鱼类不足等因素有关。湖内共有脊椎动物280余种,水生高等植物92 种。在脊椎动物中,鸟类166种。湖内生长着国家重点保护植物4 种,其中一级1 种(莼菜),二级3种(水蕨、野菱和野莲);国家重点保护鸟类21 种,其中国家一级保护的有东方白鹳、黑鹳、白头鹤、白鹤、丹顶鹤等5种。
2.3 梁子湖流域社会经济状况
梁子湖流域是相对贫困的农业区,2006年流域内GDP约21亿元,人均GDP不到湖北省平均水平的一半。其中农业总产值12.16亿元(占GDP的58%) ,种植业、水产业、畜牧业为农业支柱产业。工业和服务业相对落后,全流域共有生产性企业91个,企业规模较小。近年来旅游业发展较快,2007年梁子湖接待游客140.6万人次,其中梁子岛接待游客约40万人次。随着武汉城市圈城镇化速度提高,根据流域内四市经济社会发展规划,2012年梁子湖流域GDP将比2007年增加75%以上,若不能严格控制新增污染项目,预计全流域废水排放量将增加约35%,对梁子湖水质构成严重威胁。
2.4 梁子湖流域存在的环境问题
2.4.1 农业生产
梁子湖流域的农民的经济来源以种、养植业为主,盛产作物有玉米、小麦、稻谷、芝麻等。农民考虑到方便和效率,一般喷洒复合肥,较少的农民使用有机肥。种植业残留物的处理方法主要是作为饲料和焚烧。据统计,用作饲料的占40%,焚烧占60%。
2.4.2 畜禽水产养殖
农村家庭的畜禽养殖主要有牛和鸡,养猪的农民只占10%,畜禽粪便的处理方法是还田或随意堆放。大约20%的家庭养鱼,且以围网养殖为主要养殖方式。养殖后的尾水处理方式有2种:或是不处理,让其自我净化,或是换水处理,将水排到其它湖泊。
2.4.3 农村生活垃圾
在发展相对较快的村镇,农村家庭产生的生活垃圾还是以集中堆放的处理方式为主。而在发展比较缓慢的村庄里,生活垃圾的处理方式都是随意堆放或者焚烧。在接受调查的村庄中,像北咀村这样有污水处理管网(下水道)和自来水厂的村庄大约占20%。
2.4.4 工业企业和高新技术产业
梁子湖周边的工矿企业比较少,在调查的矿场内,对环境产生严重危害的就是粉尘污染。在几家养猪场中,只有少数养猪场对其产生的废水未经处理就排入附近的湖泊内,其余都基本做到了“三化”,这为保护梁子湖的生态环境提供了良好的基础。
2.4.5 休闲娱乐旅游
自从2005年12月,江夏区委、区政府决定设立梁子湖风景区,梁子湖因其优美的容颜吸引了一批又一批的参观者,旅游业发展的同时也会给当地的生态环境带来一定的影响。
3 建立梁子湖流域生态补偿机制的必要性与紧迫性
(1)梁子湖地区独特的生态价值和相对良好的生态环境,日益成为武汉城市圈乃至湖北省的一个珍贵资源。因此,它对生态系统服务的功能越来越重要,在涵养水土、调节气候、维护现有生态方面将发挥越来越重大的作用。对缓解武汉城市圈经济密集区的发展给生态带来的影响, 形成城市圈基本生态框架和生态调节功能,具有不可替代的作用。
(2)梁子湖因其动植物的多样性与完整性, 被专家学者称为“化石型湖泊”、“武昌鱼故乡”、“物种基因库”和“鸟类乐园”。梁子湖特别适宜淡水珍稀鱼类和水生蔬菜的生长,仅在鄂州水域,每年生产出水生动物类产品16万t,水生蔬菜7.5万t,产品年产值达6.6 亿元。梁子湖Ⅰ、Ⅱ类水质面积达到85%以上, 并常年保持在Ⅱ、Ⅲ类水体,水生植物覆盖率达到75%, 被列为武汉市应急备用水源地和Ⅱ类水源保护地。因此,梁子湖地区生态建设和保护与武汉城市圈“两型社会”建设密切相关。
(3)生态补偿是以保护和持续利用生态系统服务为目的,以经济手段为主要方式,调节相关者利益的制度安排;是政府通过行政、法律、财政、市场等手段,让生态保护的受益者支付相应的费用,使生态保护者受益,以消除生态环境的外部性,解决生态环境这一特殊公共产品消费中的“搭便车”现象,激励人们重视生态保护、生态建设,促使人们投资并使生态资本增值。建立健全生态补偿机制,有利于城市生态建设和生态安全,为生态保护区域公平发展提供保障,更为经济社会的环境全面、协调、可持续发展提供基础。
4 建立梁子湖流域生态补偿机制的建议
4.1 加强组织管理
由于梁子湖跨4个地区,管理上不能很好的协调,在管理梁子湖流域水生态时需实行区域联动的方针。
(1)区域间的联动。
梁子湖流域水生态管理委员会将由江夏区环保局、鄂州环保局、黄石环保局、咸宁环保局4个局的领导成员联合组成,并由武汉市环保局和湖北省环保厅参与。
(2)区域内的联动。
在梁子湖周边的各村、镇或县内建立管理委员会的分管点,负责该地区的水生态保护。各管理主体的地方政府拥有区域内人、财、物等资源的相应调配权,也具有相关制度的管理权。武汉市环保局和湖北省环保厅的参与,有利于贯彻湖北省政府的环保政策和水利政策,可协调环保厅与地方在梁子湖水生态保护方面的关系。
4.2 健全流域管理机制,加大政策扶持力度
(1)完善生态补偿法规。结合江夏区的实际,建立生态补偿机制应上升到国家层面,从财政制度、税收制度、法律法规、基金制度、公众参与等方面着手逐步建立、完善生态补偿机制。对有可能引起梁子湖流域污染的各项,需制定严谨的环境政策和法规。必须建立严格的责任追究制度,在区域生态补偿的运作过程中,应遵循生态补偿机制的基本原则,谁开发、谁保护,谁破坏、谁恢复,谁受益、谁补偿,谁污染、谁付费。要明确生态补偿责任主体,确定生态补偿的对象、范围。
(2)建立“资金横向转移”补偿模式(即区域间利益缺失补偿形式),让从生态保护中受益的地区、发达地区实施财政转移支付、产业结构调整、项目发展扶持、异地开发、流域综合治理和环境服务付费等补偿措施,在资本、人才、技术等方面对生态保护做出贡献的地区给予支持,以保持生态资本的平衡,实现经济发达地区和经济欠发达地区共同发展。通过资金横向转移改变地区间既得利益格局,实现区域间公共服务水平的均衡,提高生态保护区人民的生活水平,缩小地区间经济差距。
(3)建立生态友好型的税费制度,完善现行的保护环境税收支出政策。结合我国目前正在进行的税制改革,调整和完善现行的资源税费制度,发挥消费税在环境保护中的作用,改变现行税制中关于生态补偿税收优惠措施过于单一的状态。按照不同的资源禀赋和经济发展阶段,按照因地制宜,分类指导的方针,促进资源富集地区尽快将比较优势转化为资源优势。首先,要调整提高资源税税率。即提高工矿企业各类金属矿产资源等资源税税率,由此增加的资源税收入将主要用于相关资源开发开采后的生态恢复和治理等。其次,合理调整矿产资源税和资源补偿费在区域内和各区域间的分配方法。
(4)开展绿色GDP体系认证,完善行政考核制度。绿色GDP是指用以衡量各国扣除了自然资产(包括资源环境)损失之后新创造的真实国民财富的总量核算指标,其简化为计算式:绿色GDP=GDP-自然资源耗减和环境退化损失-(预防支出+恢复支出+由于非优化利用资源而进行调整计算的部分)。绿色GDP占GDP比重越高,表明国民经济增长对自然的负面效应越低,经济增长与自然保护和谐度越高。把资源成本和环境成本(原材料消耗强度、能源消耗强度、水资源消耗强度、环境污染排放强度、全社会劳动生产率等5个绿色GDP指标)纳入干部政绩考核指标体系,可以在相当程度上纠正传统GDP作为政府工作业绩指挥棒的扭曲性,从根本上改变党政干部的政绩观,并推动梁子湖流域生态补偿的实施。
4.3 加强民众教育,严格湖区流域环境管理
(1)加强宣传教育,增强利益相关者对生态补偿的认知和参与。
梁子湖流域的城乡地区是生态补偿机制落实的最终对象,城乡公众的知识、认知和意愿直接影响到生态补偿的效果。因此,生态补偿必须有社区的广泛参与、关心和支持。加强生态补偿的科普教育和公众宣传,增强群众的生态补偿意识,明确生态补偿的政策,使公众积极主动参与到生态补偿中来。
(2)加强梁子湖流域中农村的面源污染控制。
各乡镇、村修建污水处理管网,并增设污水处理厂。禁止湖泊里的围网养殖,养殖尾水需排入污水处理厂进行处理。在各乡镇、村修建垃圾集中堆放点,规范农村的生活垃圾处理方式,严格要求农民将生活垃圾运到集中堆放点,进行妥善的处理。改变畜禽粪便处理方式,牛粪、猪粪必须作为有机肥还田。调整农业结构,鼓励农民种植无公害作物,如大蒜、绿豆、洋葱等,禁止使用农药、化肥,提倡施用有机肥,加强宣传施用有机肥的政府补贴政策。对农作物产生的秸秆等种植业残留物的处理方式规范化,只能作为饲料、肥料,禁止随意焚烧或丢弃。在保护生态环境的基础上,适度开发梁子湖风景区生态旅游业,使环境保护与当地的经济、政治、社会协调发展,建设环保型的新型社会主义农村。
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流域生态服务补偿定量标准研究 篇5
摘要：流域生态服务补偿标准是流域保护、管理和生态补偿立法的关键环节,而生态补偿标准的定量化评估,是目前流域生态服务补偿的`关键技术.本文根据金华江实地调查,从上游供给成本、下游需求费用、最大支付意愿、水资源的市场价格4个方面剖析了流域生态服务补偿支付的标准及定量估算方法.并根据分析结果提出了相应的建议.作 者：郑海霞 张陆彪 作者单位：郑海霞(中国农业科学院农业经济所)
张陆彪(中国农业科学院国际合作局)
中国海洋生态补偿机制研究 篇6
关键词：海洋生态；生态补偿；生态系统
生态补偿是经济发展中实现生态环境保护的重要经济手段和制度安排。关于海洋生态补偿的研究，国内外众多学者从生态行政学、外部性理论、海域承载力等角度探讨了海洋生态补偿的必要性；从海洋生态补偿原则、主客体、方式、标准、法律、资金来源等层面探讨了海洋生态补偿机制的构建；从海洋生态补偿的实例研究方面，探究了海洋渔业资源、局部海域、海洋自然保护区、填海造陆项目等海洋生态补偿机制和模式。[1]总体而言，我国海洋生态补偿机制尚不健全。原因在于基于海洋生态资源的流动性、连通性、整体性等特点，导致海洋生态价值和补偿标准难以评估和确定；根本原因在于，由于海洋生态资源的外部性特征，人们对海洋生态价值认识不够，加上地方政府的短期利益行为，成为制约我国海洋生态补偿机制难以运行的瓶颈因素。
1 概念
海洋生态补偿机制是以保护海洋生态环境、促进人类与海洋等自然环境和谐发展为目的，根据海洋生态系统服务价值、生态保护成本、发展机会成本，运用行政和市场手段，调整与海洋生态环境保护和建设相关的各方利益关系的环境经济政策。[2]
作为生态补偿的一个具体类别，海洋生态补偿的目的是实现人海和谐、促进经济与海洋的可持续发展；是人们在海洋开发、利用、保护、改善过程中为了维护海洋生态平衡，对海洋生态保护作出贡献者和因海洋保护利用而利益受到损害者给予资金、技术和实物上补偿的环境政策。为了调整海洋开发与海洋生态保护的关系，促进海洋资源的集约利用，迫切需要建立海洋生态补偿机制，调整和平衡海洋生态受益者、保护者、破坏者、建设者之间的利益关系，促进海洋可持续发展。
2 基于生态系统方法的生态补偿机制框架
生态系统方法是一种以科学为基础保护和管理自然资源的全面方式，是一个按照生态学原理和可持续发展的原则对生态系统进行思考和制定行动计划的框架，是对包括国际生物多样性、湿地、海洋、水域等保护在内的国际环境保护最具有理论和实践指导意义的方法。在海洋管理领域，美国海洋和大气管理局认为，生态系统方法为海洋和海岸带管理提供了一个综合框架，如图1所示。与传统的基于单个物种或者单一问题的分散管理不同，运用生态系统方法的海洋管理综合考虑了生态、环境、经济、社会等多方面因素，特别是影响海洋资源利用的人类因素。而我国目前还没有采用生态系统方法来进行海洋管理，使得政府在进行海洋决策时不能充分考虑海洋资源开发利用活动对海洋生态的实际和潜在影响，因此，在海洋综合管理中运用生态系统方法对海洋活动进行生态补偿，对于维持海洋生态平衡是非常有必要的。
2000年生物多样性公约为生态系统方法制订了12条基本原则，IUCN生态系统管理委员会根据优先级对这些原则进行了划分，结合生态补偿的实践，生态补偿机制的运行大体可分为以下五个步骤：
（1）通过实地或书面调研，结合当地经济发展状况、风俗习惯等了解当地海洋资源开发利用现状及存在问题，为生态补偿提供数据支持。
（2）进行海洋生态服务功能变化调查，评估海洋生态资源价值的变化量，确定生态补偿范围。综合运用经济学、管理学、生态学方法，建立经济模型，对比历史数据，确定生态服务功能变化的程度，进而运用环境影响价值评价方法，对海洋生态资源价值的变化进行量化，以确定生态补偿的范围和程度。
（3）进行利益相关者分析，确定生态补偿的主体和客体。海洋生态补偿的利益相关者包括受特定海洋活动影响的政府、企业、个人和社会组织。补偿主体包括破坏生态系统服务的群体和分享因他人的贡献而增加的生态系统服务功能的群体；补偿客体包括原本享有生态系统服务功能受到损害的群体以及对恢复和改善生态系统服务功能价值有贡献的群体。
（4）确定补偿方式和补偿模式。补偿方式包括资金、政策、实物补偿；补偿模式包括政府单方面主导生态补偿的实践，通过政府转移支付或政策支持等对海洋生态建设的保护者和贡献者给予补偿并对海洋生态的破坏者收取一定的费用；市场模式是依托市场法则来规范海洋开发利用行为，将生态服务功能或环境保护效益打包推入市场，实现海洋生态资源的价值补偿；政府和市场联合调控。
（5）确定具体的生态补偿实施计划，并对计划实施过程进行适时监测和对实施结果进行评估，以便确定生态补偿的效果是否满足利益相关者的期望，并达到改善生态环境质量，推动经济、社会、生态的协调发展的目的。
3 我国海洋生态补偿机制存在的问题
3.1 生态补偿模式
我国的生态补偿主要是通过政府收取生态效益补偿费或者生态税的方式来建立生态补偿基金，缺乏市场化的补偿模式。由于海洋生态资源环境属于公共物品，具有非排他性和非竞争性，因此导致的环境破坏和资源过度开发现象普遍存在，海洋生态利用上的负外部性已大大超过政府能独立调控的范围。
3.2 生态补偿标准确定
我国的生态补偿标准主要通过生态效益的价值计量或核算确定，缺少利益相关者双方的讨价还价。事实上，由于生态补偿标准涉及到当地经济发展水平、文化背景和人们的意识的方面，单纯采用理论方法计算的生态补偿标准往往难以被接受。
3.3 生态补偿资金
不同于国外通过财政援助、开征生态税收、绿色环保税收等方式，中国没有专门的海洋生态税，现行的资源税费并没有将海洋资源纳入保护性开发和利用资源的征收范围，投融资渠道狭窄。
3.4 生态补偿法律
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我国目前关于海洋生态补偿的实体规定比较分散，存在适用空间有限、内部冲突难以协调、可实施性不强等问题，没有形成系统的海洋生态补偿法律制度。例如《环境保护法》没有涉及生态补偿问题；《海洋环境保护法》作为海洋环境保护的基本法律，虽然对生态补偿有所规定，但缺乏必要的实施细则。部分沿海省份虽有专门立法，但适用范围有限、效力较低、缺乏上位法的指导和约束，不同区域立法之间还存在冲突。
3.5 海洋监管体制存在问题
海洋综合管理政出多头，缺乏统一规划指导，造成管理上的混乱，部门之间相互推诿，中央的纵向补偿以及区域间的横向补偿难以开展，严重影响了我国海洋生态补偿机制的建立。
4 完善我国海洋生态补偿机制的展望
4.1 拓宽财政投资融资渠道
建立以政府投入为主、全社会支持生态环境建设的投资融资体制。建立健全生态补偿投融资体制，既要坚持政府主导，努力增加公共财政对生态补偿的投入，又要积极引导社会各方参与，[3]拓宽生态补偿市场化、社会化运作的路子，积极探索资源使用权、排污权交易等市场化的补偿模式，提高治污效率逐步建立政府引导、市场推进、社会参与的生态补偿和生态建设投融资机制，积极引导国内外资金投向生态建设和环境保护。
第一、通过征收海洋资源税的形式来筹集海洋生态补偿资金；第二、设立保护海洋生态环境的专项基金和发行国债，将“海洋资源利用补偿费”的专项资金纳入国家或者地方政府的财政预算，用于保障海洋资源的可持续利用；第三，依靠财政转移支付政策，从制度上制定与保护海洋生态环境相关的生态补偿支出项目，用于保护和利用海洋资源；第四、对于有利于海洋生态环境保护行为推广优惠信贷，既能刺激借贷人有效使用贷款，也可以提高贷款资金的生态效率。[4]
4.2 建立海洋生态价值评价体系
建立海洋生态补偿机制的关键问题就是建立科学的海洋生态价值评价体系，为确定海洋生态补偿标准和方式提供科学依据。具体而言，应该加强海洋生态资源价值的数量化技术研究，建立专门性的评估机制和评估机构，为生态补偿提供数量化的技术保障。[5]其中，评估机构的设立条件、程序、监管和评估人员的资质、监管以及机构与人员的法律责任，可以通过《海洋生态价值评估办法》予以制度化。其次，建立海洋生态资源存量的调查和统计制度，充分掌握区域海洋生态资源存量的历史变迁和现状变化，确定海洋生态资源存量的合理值，为生态补偿的实施提供数据支持。
4.3 完善海洋生态法律机制
完善海洋生态补偿法律制度，构建多层次的海洋生态补偿法律体系，能够为海洋生态补偿制度的运行实施提供合法性依据和法律保障。首先，完善海洋生态补偿的实体法。对海洋生态补偿不同层面的立法进行有效整合与梳理，制定立法层次更高的《海洋生态补偿法》，并在环保基本法中明确海洋生态补偿制度，使国家海洋生态补偿机制法制化和规范化。通过《海洋生态补偿法》规定海洋生态补偿的概念、原则、主客体、范围、方式和标准等，使海洋生态补偿制度上升为环境保护法的基本范畴，以满足生态补偿实践的需要。其次，完善海洋生态补偿的程序法。海洋生态补偿制度的实施必须满足行政程序和救济程序。行政程序包括生态环境保护项目实施公告、登记、核算补偿金、公告补偿方案和听证、支付和争议处理；救济程序包括行政诉讼和行政复议。对于行政补偿金额所产生的行政纠纷应一律遵循“司法终局”的原则，积极保障行政相对人的行政诉讼权益。程序正义是保证实体正义、实现法治的必要手段，程序公正具有独立的价值。通过实现生态补偿程序手段和行政救济途径的规定，推动生态补偿的规范化、制度化建设，有利于实现生态补偿的公正和合理。
4.4 完善海洋监管体制
首先，明确海洋行政管理各部门的权力和职责范围，杜绝政出多头造成的混乱。其次，出台具体规定明确生态补偿资金的使用办法、监督办法，保证专款专用，使得海洋生态补偿资金能够合理、有效使用。沿海各省可以设立海洋生态补偿专项基金，由各级海洋行政管理部门统一管理支付，同时建立明确的处罚机制，按照“谁开发、谁保护、谁使用、谁补偿”的原则，对海洋资源的占用应缴纳补偿费。再次，完善行政管理、海洋监测、行政执法及保护区管理等海洋生态监控综合机制，定期开展近海生态健康和生物多样性状况的定期调查评价，同时建立生态保护监督网络和举报机制，形成点面结合、专业执法的海洋生态保护和监督机制。[6]
事实上，我国的海洋生态补偿制度研究才刚刚起步，远落后于可持续发展的战略要求。当务之急，我们需要研究确立在国际和国家水平上海洋生态补偿的理论框架，制定在地方水平上开展海洋生态补偿的实践，通过借鉴国内外先进理论和实践经验，完善我国的海洋生态补偿机制和政策，为我国的海洋开发和环境保护提供政策支持。为此，我们必须认真落实科学发展观，以统筹区域发展为主线，以体制创新、政策创新、管理创新为动力，因地制宜选择生态补偿模式，不断完善政府对生态补偿的调控手段，充分发挥市场机制的作用，动员全社会积极参与，逐步建立公平公正、积极有效的生态补偿机制，努力实现生态补偿的法制化和规范化，恢复海洋生态平衡、促进海洋可持续发展。
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流域生态补偿机制研究 篇7
湘江流域作为湖南省境内最大的内陆河流,由广西境内发源,流经永州、衡阳、株洲、湘潭、长沙、岳阳等地,最后入洞庭湖,贯穿湖南南北。湘江流域人口占全省的57.1%,GDP占全省的72.4%,工业增加值占全省的64.3%,形成了湖南省的经济走廊,在全省发展中具有十分重要的战略地位[1]。上世纪70年代以来,随着国家建设和工业时代的到来,湘江流域一度成为全国污染最严重的流域。2007年长株潭城市群获批国家“资源节约型,环境友好型”综合配套改革实验区,政府将环境保护和环境生态资源开发利用提到了战略高度。然而,湘江污染成了当前实现两型社会建设发展的瓶颈。从湘江流域的现实条件出发,从机制上解决湘江污染问题,顺利实现两型社会目标,谋求长株潭地区在新时期获得更大发展十分重要。
1 湘江流域生态补偿机制的概念及其要素界定
流域生态补偿机制要素界定内容包括:补偿主体、补偿对象、补偿内容、补偿手段四大要素。而对流域补偿机制中的补偿概念进行定义,是进行其他四个要素界定分析的前提。对补偿主体、补偿对象、补偿内容、补偿手段四个要素进行清晰界定,则是发现当前湘江流域长株潭段补偿机制存在问题和构建解决方法的条件和依据。
1.1 流域生态补偿的概念
生态补偿理论伴随着社会发展,环境问题矛盾日益突出而逐渐提出的。在国内环境政策领域,根据研究的不同角度,学者们对生态补偿的含义有不同的见解。一般认为,生态补偿机制是指对生态环境保护者、建设者的一种利益驱动机制、激励机制和协调机制。它不仅仅是对环境负面影响的补偿,也包括对环境正面效益的补偿。流域生态补偿是指生态补偿在流域领域内的机制表现。狭义的流域生态补偿指下游对由于保护环境而失去发展机会的上游以优惠政策、资金、实物等形式做出补偿;广义的流域生态补偿概念指流域资源受益人、国家、社会、其他组织对因流域生态保护而利益受到损害或者付出经济代价的人给予适当的经济补偿[2]。我们所指的流域生态补偿是指在流域范围内通过建立相应的沟通、协调、合作机制恢复流域的生态功能,实现流域与人和谐可持续发展。主要解决长期河流污染造成的流域生态功能失衡问题,调和人与环境矛盾,环境与社会发展矛盾。
1.2 流域生态补偿机制的四大要素
流域生态补偿要素包括补偿主体、补偿对象、补偿内容、补偿手段四个要素,但率先明晰补偿主体对于生态补偿机制的建立意义重大。将湘江附有的生态功能具体化为生态物品,则该种物品具有非竞争性和非排他性等特点,没有明确的产权属性,且该物品使用对象为不确定的多数人。因此,湘江流域所提供的生态物品属于公共产品。由于公共物品的公共性无法将产权明晰化,生态补偿的责任也就无法由具体的个人来分担。因此提供公共产品服务也就是补偿的主体必须是政府。湘江流域生态环境恶化,影响到所有沿岸所有居民生命安全和生活质量,所以任何一位与此相关的居民均是补偿对象,而且这个补偿对象为数量不确定的流域内群体。补偿内容是指流域内社会经济活动给流域生态系统和资源造成了破坏、污染,因保护流域生态环境或因流域水污染而丧失发展机会的流域内的居民得到补偿主体资金、技术、实物上的补偿、政策上的优惠。因为水域的整体性,流域生态补偿不仅仅是下游对上游的补偿,它是全方位的,当上游造成了污染时,也应当给予下游居民以补偿。补偿手段是指通过某类主体主导,促使补偿得以有效开展和运转的模式,当前的补偿手段主要有政府行政主导手段、市场交易主导手段、NGO主导手段三种,也存在着以某一种为主,其余为补充的混合手段。
2 湘江流域生态补偿机制相关利益主体分析及机制存在问题
我们于2010年以生态补偿的概念和政策认识为调查内容分别对长株潭三市共200位湘江沿岸居民发放了调查问卷(有效回收186份),且就当前生态补偿模式及其问题与该地域15位环保、资源部门领导进行有效访谈,经过整理两种方式的调查,得出分析数据。在提供生态服务过程中,各利益方的行动策略和所获得的利益是相互影响的[3],生态补偿是利益各方根据利益关系进行博弈的结果。在湘江长株潭区段流域生态补偿机制研究中涉及到的利益主体有以衡阳为代表的上游地区,以岳阳为代表的下游地区,以及长株潭三市的中游地区;具体涉及的群体有企业群体、农民群体、城市居民群体和政府组织。接受问卷调查的抽样样本里有高达87.50%的人不曾听说生态补偿的主体概念,有76.50%的人不曾听说生态补偿相关法律规定,了解湘江相关的生态补偿政策机制更是不到10%,流域内很少人认为生态补偿和自己有切身利益联系。
利益相关主体对自身地位的不明确是生态补偿机制建立的首要障碍,但是主体层次性关系的混乱则是更大的壁垒。由于水的流动性,产生了流域内主体有别的层次,上游地区对下游水环境的破坏是负外部性,而对水环境的保护则是正外部性的,所以流域内产生的正负效应造成了主体的先后层次、主次层次的分级。但是由于补偿的“公地悲剧”,这种层次性关系的混乱导致了个体责任的逃逸,即将区域利益摆放在整体利益之上,逐利导致的结果往往是整体补偿力量的削弱。
实地调研发现,湘江流域长株潭区段的生态补偿机制存在着补偿资金筹措手段单一、监督机制不完善、地区协调不一致等问题。湘江流域长株潭区段补偿主体为当地政府,主要的补偿费来源于政府的污染治理费用预算,并未设立专门划拨本地区生态补偿经费,也没有实现企业和居民的共同参与筹集资金,这造成补偿资金的紧缺和相关主体的参与配合程度不高。针对受到严重污染的对象和区域,直接处理的部门为环保部门。因为缺乏对相关部门进行测量分析的监督,进行生态污染的判断难以找到数据依据,在是否达到补偿标准上受污染者与污染者间存在较大分歧。缺乏有力的部门执行监督机制,就很难从机制上解决湘江污染问题。长株潭处在湘江中游地区,上游的郴州、衡阳地区已经有严重的重金属污染。在制定中游治理措施而上游又无力支持和提供强有力的治理措施时,将加重中下游地区的污染程度,提高下游地区的治理难度和治理成本;但是作为同级政府,各方的利益作为考虑的首位,使得生态补偿机制的进行难以协调,出现了各自为政的局面。因此,缺乏统筹全局的流域生态补偿协调机制成了困扰湘江污染解决的重大因素。
3 湘江流域长株潭区段生态补偿组织管理结构及运作机制构建
把生态补偿界定为公共物品,公共物品的供给不能以营利为目的,一旦市场化,注定是低效的。因此,政府是公共物品天然的提供者。建立流域生态补偿机制,应是政府通过建立沟通、协调、监督机制,并借助一定的筹资方式,达到恢复、保护流域生态功能的目的一系列活动的总和。构建流域生态补偿机制包括构建科学合理的沟通协调机制、监督机制和资金筹资平台。国外在这方面已有成功的实践案例,德国和捷克在共同建立易北河流域生态补偿机制,双方设置了8个专业小组:行动计划组负责确定、落实目标计划;监测小组确定监测参数目录、监测频率,建立数据网络;研究小组来研究采用何种经济、技术等手段保护环境;沿海保护小组则主要解决物理方面对环境的影响;灾害小组的作用是解决化学污染事故,预警污染事故,使危害减少到最低限度;水文小组负责收集水文资料数据宣传工作,每年出一期公告,报告双边工作组织工作情况和研究成果的公众小组以及法律政策小组[4]。就湘江流域长株潭区段实际情况而言,涉及沿江的五个市综合管理问题。不易实现平行市级行政区间的上下领导关系。因此,须由湖南省政府组织建立一支专项生态补偿的管理领导机构。具体为:建立长株潭地区湘江流域生态补偿执行委员,委员会成员由来自湖南省政府、长沙、株洲、湘潭、衡阳、岳阳五市人员组成。主要职责是责协调五市关系,领导、监督湘江生态补偿工作。下设水质监测小组、工程项目小组、监督小组、生态评估计划小组、生态补偿基金管理委员会并履行各自的组织管理职能。组织管理结构如图1所示。
在整个管理框架中,补偿基金是推动整个补偿机制运转的原动力。建立完善的筹资机制是整个体系的关键要素。因此,建议将湘江流域生态补偿资金支出纳入政府财政预算,建立专项生态补偿基金。基金来源主要分为三部分,一是企业和居民的排污费,一是水资源开发使用费,一是国家财政和地方财政支出。政府委托生态补偿执行委员会通过生态补偿基金这一公共财政支付平台,具体实施湘江流域生态补偿目标。具体运作模式如图2所示。
补偿组织管理机构和补偿机制运作模式较好的解决了当前补偿机制存在的问题。实行该模式对实现湘江流域的生态恢复可以起到积极作用。
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苏子河流域生态补偿研究 篇8
在我国经济高速发展的同时,关系人民群众切身利益的饮水安全状况堪忧。饮用水作为一类用途最为重要的水资源,目前在水质、水量及资源管理方面存在着诸多问题,老百姓饮用水安全已受到严重威胁,饮用水水源保护问题已成为关系国计民生的重大问题。
1 研究背景
大伙房水库位于抚顺市境内、辽河干流的浑河上游,因其供水的城市众多而成为名副其实的大伙用水之源。随着国家重点水利工程项目“大伙房输水工程”的全面实施,大伙房水库不仅将水输送到抚顺、沈阳、辽阳、鞍山、营口和盘锦6座城市,还可通过中途加压站向大连供水。大伙房水库对辽宁中部地区乃至全省社会经济可持续发展起着至关重要的作用。近几年来,大伙房水库水体富营养化的趋势日益明显,见图1。
水库TN、TP高的原因主要是气候变化及近年水库上游及周边区域工、农、牧、种、养殖业发展和农药,化肥及洗涤剂的大量使用,加之入库水量比正常年份明显减少,使水库水质发生了较大改变。
新宾县内的苏子河将是“大伙房输水工程”的输水通道,对大伙房水库产生重要影响。由于经济实力薄弱,新宾县的污水处理厂迟迟未能建成,大量生活污水直接排入河内,这将对大伙房水库水质造成严重威胁。
为了保护好大伙房水库水质,辽宁省政府在上游地区建立了水源保护区。水库上游的新宾等地为保护水源作出了巨大贡献,但是自身经济发展因生态保护受到诸多限制,人民生活水平不高,经济发展与生态保护矛盾日益突出,上游地区要求建立生态补偿机制的愿望非常迫切。
2 苏子河流域概况
(1)地理位置。
苏子河是浑河的一级支流,是一条典型的山区河流。发源于地处辽宁东部的新宾县红升乡关家村五风楼岭,海拔753.5 m,河长119 km,河道平均比降0.48%。苏子河由东向西横贯新宾县中部,经由红升乡、新宾镇、永陵镇、榆树乡、木奇镇、上夹河镇6个乡镇,在上夹河镇的荒地村附近注入浑河干流的大伙房水库,见图2。
(2)气候特征。
苏子河流域为温带大陆性季风气候,降水量在年内分配不均,年最大降水量为1 004 mm,最小降水量为534 mm,降水量大部分集中在7～8月份,多年平均降水量为773.3 mm,多年平均径流深为295.6 mm。苏子河流域年平均气温4.7 ℃,冬季平均气温在-15 ℃以下,夏季平均气温大于25 ℃,年平均无霜期127 d。
(3)经济概况。
苏子河流域现有总人口16.777 1万人,其中农业人口11.141 3万人,占总人口的68.03%;非农业人口5.363 4万人,占总人的31.97%。
3 苏子河流域生态补偿存在的问题
苏子河流域生态补偿机制尚未建立,目前以财政转移支付为主要形式的政府补偿模式也出现了诸多问题,主要表现在:①以财政转移支付为主的政府补偿对财政政策的依赖性大,补偿数量小且具有不确定性;②政府补偿使生态受益者与保护者脱节,有违"谁受益谁补偿"原则,难以体现生态补偿各方主体的权、责、利;③由于缺乏相应的法律、法规配套,现行的对水源涵养区生态补偿制度不能完全依理、依法进行,在操作上缺乏有效的监督,收费标准也缺乏科学根据,难以达到应有的效果。因此,非常有必要对水源涵养区生态补偿机制进行探讨和改革。
4 苏子河流域生态价值估算方法
补偿标准的确定是否合理、科学是生态补偿实施能否成功的关键。现阶段,根据机会成本法来确定补偿标准的可操作性较强。但是从公平性来讲,根据生态服务价值来确定补偿标准更合理。本文拟应用美国生态学家Costanza等人的全球生态系统服务价值的估测方法来分析苏子河流域的生态系统服务价值变化情况。
4.1 土地利用动态数据获取
本研究采用的基础数据:利用DEM数字高程图所生成的等高线图,叠加TM(美国陆地资源5号卫星)影像,得出苏子河流域面积;根据2000年辽宁省水利厅土壤侵蚀遥感调查报告,得出2000年苏子河流域各土地利用类型面积;其他相关数据还包括1∶5万辽宁省地形图。
苏子河流域土地利用数据获取方法是,采用PCI遥感影像处理系统对苏子河流域的影像数据进行波段合成、几何纠正、图像增强等处理;根据建立的解译标志,在Arcview中进行人机交互式判读解译;运用GPS进行外业精度调查验证;得到苏子河流域土地利用信息。
4.2 研究方法
应用Costanza等人的公式首先要对单位面积上每一类生态系统的某种生态服务功能进行估价,进而估计该生态系统单位面积上所有生态功能的总服务价值,以此为“单价”计算某一生态系统的总生态系统服务价值。引用Costanza等人提供的数据见表1。计算公式为:
式中:VES为研究区生态系统服务总价值;Ai为研究区i种土地利用类型的分布面积,见表2;CVi为单位面积上i种土地利用类型的生态系统服务价值。
注:资料来源:辽宁省水保局。
由于Costanza等人的估算是在全球尺度上进行的,将它应用于苏子河流域这一特定的小尺度区域,单位面积上每一类生态系统的某种生态服务功能的价值估测不免出现偏差,为了减少这一偏差,本研究以Costanza等人计算的不同类型生态系统服务价值的低值、均值和高值进行苏子河流域生态系统服务价值的区间估算。
结果分析(以1美元=8元人民币计算)。当以低值计算时,2000年苏子河流域生态系统服务价值为48 677.476 8万元;当以均值计算时,2000年苏子河流域生态系统服务价值为66 953.036 8万元;当以高值计算时,2000年苏子河流域生态系统服务价值为85 368.611 2万元。
5 苏子河流域生态补偿体系
(1)基本思路。
尽管国内生态补偿已经取得很多经验,并形成了一些很好的模式和机制,但仍很不完善,相关责任关系模糊,实施体制混乱,苏子河流域需要从实际出发,建立一个系统的体系,针对各个尺度上的问题综合利用法律、政府和市场手段,建立多层次的补偿系统。
在建立与完善生态补偿体系时,必须以流域水系为单元,以政府为主导,以行政区域为主体,以全流域水资源可持续利用、水环境可持续维护、经济社会可持续发展为共同目标,制定全流域水生态与环境保护和建设的总体目标;明确界定上下游地区各自的权利和责任,并建立切实可行的行政区域责任制。应该遵从:“谁污染、谁治理,谁破坏、谁恢复,谁受益、谁补偿”的基本原则;实施政府主导、市场推进的组织原则;从点到面、先易后难的操作原则;广泛参与、因地制宜的实施原则等。
(2)体系框架。
针对苏子河流域生态环境的特点和主要问题,借鉴近几年国内实践的模式,筛选和设计出苏子河流域生态补偿机制的结构框架,见图3。
苏子河流域生态补偿机制的框架是针对不同尺度上的问题,分析主要受益者范围,并针对各补偿相关主体的特点和目前或近几年可以实践的模式,筛选和设计出生态补偿的技术方案。需要说明的是各个尺度上的政策和措施并非绝然分离,许多情况下是交织在一起的,而且许多政策和措施在多个管理尺度上都具有适用性。
6 结论及建议
国外在环境价值理论研究方面比较成熟,在实践方面也取得了很大的成就;我国在资源价值的核算方面,仍处于学习、模仿阶段。由于环境价值核算刚刚起步,是一项跨学科的、复杂的系统工程,还存在许多不足之处,如生态功能的量化和货币化很困难,目前国际上还没有计算生态价值的成熟的方法,只有一些用替代法计算的实例,但所得结果往往误差很大。
生态补偿问题复杂,涉及的对象繁多,目前研究和管理的基础都不完善,需要政府积极推动和扶持,在法律法规、组织管理、财税制度、政策制定和科学研究等方面给予大力支持。
摘要：在生态环境危机日益加剧的社会背景下,流域生态补偿已成为恢复和保护流域生态环境的重要措施。苏子河流域是大伙房水库的重要水源涵养地,近年来由于生态补偿制度不完善,严重阻碍了生态环境的保护和建设,制约了流域经济的发展。探讨了苏子河流域生态价值的计算,为该地区补偿标准的确定提供了依据。在分析苏子河流域生态补偿存在的问题的基础上,提出了建立生态补偿的基本思路和较完善的生态补偿体系,以确保整个流域生态环境和经济发展的良性循环。
关键词：苏子河流域,水源地,生态保护,生态补偿
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流域生态补偿中的交易费用研究 篇9
国内外关于交易费用的研究很多,主要集中于交易费用的界定、计量以及应用等方面,其中有关交易费用应用的研究主要是交易费用与效益的对比评价以及如何降低交易费用的研究[1]。在流域生态补偿机制运作过程中,过高的交易费用会降低机制运行效率,不利于流域生态补偿目标的实现。目前,国内外关于流域生态补偿中交易费用的研究较少,笔者在有关交易费用理论研究的基础上,研究流域生态补偿中交易费用的范围界定,以及交易费用的计量及评价,以期为流域生态补偿机制的构建及实施中的模式选择、标准制定和保障机制的构建等提供理论依据。
1流域生态补偿中交易费用的概念及内容界定
交易费用理论还处于探索和发展阶段,许多学者对交易费用的内涵进行了界定,但没有达成统一的见解。科斯[2]定义的交易费用主要是指市场中发生的每一笔交易的谈判费用和签约费用;威廉姆森[3]将交易费用定义为“经济系统运行的成本”,既包括给定制度条件下交易的代价,也包括建立、维持或改变体制基本制度框架的费用;张五常[4]将交易费用界定为一切不直接发生在物质生产过程中的成本。在前人对交易费用研究的基础上,笔者尝试对流域生态补偿中交易费用的内涵进行界定,并就流域生态补偿交易费用的特殊性进行分析。
1.1流域生态补偿中的交易费用的概念
流域生态补偿是在流域生态资源的使用过程中,通过对损害流域生态环境的行为进行收费,对保护流域生态环境的行为进行补偿的方式,提高损害行为的成本和保护行为的收益来抑制损害行为、激励保护行为,从而保护流域生态资源的一种机制。流域生态资源是一种准公共物品,在使用过程中具有很大的外部性。流域生态补偿的本质是将流域生态资源使用中的外部性内部化,从而克服资源使用中的市场失灵,实现流域生态环境保护的目的。它的基本原则是“谁污染,谁治理;谁受益,谁补偿”。
流域生态补偿机制的关键是确定“谁补偿谁,补偿多少”问题,围绕这个关键环节需要组织各利益主体就流域生态补偿的方式、补偿标准达成协议,协议执行过程中对流域生态补偿标准所依据的指标体系进行监测,对生态补偿中出现的纠纷进行协调,同时对流域生态补偿的实施进行监督等,这些方面形成的费用都是流域生态补偿中的交易费用。流域生态补偿中的交易费用可以定义为:在流域生态补偿机制运行过程中,除生态补偿额之外的组织、执行、协调、监督活动所对应的成本。从上述定义可以看出,流域生态补偿中的交易费用与生态补偿的补偿额无关,但与补偿发生的次数有关。
与一般的交易费用相同,流域生态补偿中的交易费用与补偿额的大小无关,这是交易费用的一般特征。但流域生态补偿中的交易费用又与一般的生产活动中的交易费用有所不同。
a. 流域生态补偿中的交易费用包含的政府监督和保障成本较多。流域生态资源属于准公共物品,具有非排他性,但是不具有非竞争性。在其提供和使用过程中,为实现资源的有效配置,政府的干预较多。
b. 流域生态补偿机制中产生纠纷时的协调成本较高。流域生态补偿作为一种新的机制,目前在国内还处于探索阶段,相关的法律法规还很不完善,而一般的市场经济条件下的有关活动的相关法律依据和调解途径相对比较成熟,相比之下流域生态补偿中协议设计协调成本较高,较高的交易费用将不利于流域生态补偿的实施和有效运作,因此有关流域生态补偿的相关法律法规和保障机制还亟待建立和完善。
c. 流域生态补偿协议签订过程中交易费用的范围不同。一般的交易费用在协议或合约制定过程中包括为达成协议作出让步(如价格上的让步)所造成的潜在损失。而流域生态补偿协议制定过程中的谈判主要围绕水质、水量标准的确定,直接受到国家标准的影响,可变动的弹性不大,不包括由于作出让步而造成的潜在损失。
1.2流域生态补偿中交易费用的内容
分析流域生态补偿中交易费用的目的是要评价交易费用的高低,进而采取措施降低交易费用,以保障流域生态补偿机制的顺利实施。流域生态补偿中的交易费用主要包括组织成本、水质水量等指标的监测成本、纠纷仲裁协商成本以及监督保障成本。
a. 组织成本。在流域生态补偿中组织成本包括确定补偿双方、相关补偿条款协议的起草和制定等方面投入的成本,其中包括人、财、物等的投入。确定补偿双方主要是指确定补偿主体和受偿主体,这里补偿关系是双向的,补偿的双方可能是各行政单位,也可能是具体的流域生态资源使用者。前者主要是政府补偿中依据行政单位划分的各个区域,后者主要是在市场补偿中各微观主体之间存在的补偿关系,如上游污染企业与下游居民。相关补偿条款和协议的起草和制定是指流域生态补偿中关于标准水质、水量级别的选择以及生态补偿额计算方式的确定。除上述直接成本外,组织成本还应当包括相应人力、物力、财力以及时间资源的占用所产生的机会成本。通常情况下直接成本是较易计量和被重视的,而间接成本相对较难计量。
b. 水质、水量等指标监测成本。流域生态补偿标准的确定是流域生态补偿的关键环节,通过水质、水量等指标的监测确定最终的补偿方向和补偿额是流域生态补偿的关键,而对指标的监测过程中耗费的成本则是属于交易费用的范畴,也就是流域生态补偿机制的执行阶段对应的交易费用。其中包括监测站的建立、监测设备的购置、监测过程所产生的费用以及监测数据统计分析等成本。而监测站的设立、监测设备的购买所占用的成本并不一定是专为流域生态补偿发生的,因此,计入流域生态补偿交易费用中的应当是其中的一部分,这部分交易费用较难准确计量。而专为某一流域生态补偿协议的执行所发生的监测和监测数据统计分析的成本相对较易计量。
c. 纠纷仲裁协商成本。流域生态补偿机制的运作中,各个利益主体之间不可避免地会出现一些纠纷和矛盾,因此需要建立一个协商平台来处理这些问题。为保障流域生态补偿金额能够切实地到达受偿一方,使流域补偿机制能够顺利实施需要一定的管理机构,如流域管理委员会等。这些协商平台和管理机构的设立、运作和维护所产生的成本属于流域生态补偿中的交易费用。
d. 监督成本。为了保证协议的顺利进行,协议双方需要监督对方是否按照补偿条款的有关协议有序进行。政府作为市场交易的补充者,对流域生态补偿协议的实施进行监督,政府的监督成本包括协调管理机构的设立、工作人员的日常开支以及人员的薪酬等。
2流域生态补偿中交易费用的影响因素
不同的生态补偿案例,其交易费用的影响因素也不尽相同。一般情况下,流域生态补偿中交易费用的影响因素主要有以下几个方面。
a. 信息不对称。信息不对称是指市场交易双方所掌握的信息量是不均等的,其中一方掌握的信息量多一些,另一方掌握的信息量少一些。信息不对称会引发逆向选择、道德风险等机会主义行为,从而导致市场交易的低效率或无效率[5]。流域生态补偿中的信息不对称主要是补偿主体对受偿主体在生态保护中的努力程度难以获得。流域生态补偿标准的测算主要以成本和生态服务价值为依据。以成本为依据确定生态补偿标准时,受偿主体相对于补偿主体而言,对于自己直接投入的人力、物力、财力更清楚,在围绕补偿金额的协议中,受偿主体更占优势,补偿主体为了获得与受偿主体同样的信息,需要付出搜集相关信息的成本;以生态服务价值为依据确定生态补偿标准时,受偿主体在生态保护中虽然投入足够的努力,但由于外部不确定因素的影响,生态服务价值可能提高很少甚至没有提高,生态服务价值不能充分体现受偿主体在生态保护中的努力程度,补偿主体占优势。
b. 投机动机。投机动机一般是指不充分揭示有关信息或者歪曲信息,甚至精心策划的误导、歪曲、颠倒和混淆信息[6]。受偿主体由于保护了上游环境而得到了相应的补偿,在投机动机存在的情况下,受偿主体会采取短期行为达到水质暂时改善的效果,但对生态环境持续改善是不利的;同样,补偿主体为了降低自己的交易费用想方设法地对水质水量提出质疑甚至破坏水质,以期降低对受偿主体的补偿费用。
c. 资产专用性。资产专用性是指用于特定用途后被锁定很难再转作他用性质的资产,若改作他用则价值会降低,甚至可能变成毫无价值的资产。不同行业有不同的要素品质、要素结构和特征,即资产具有专用性,资产要素在不同行业间的再配置必然涉及一定的费用而产生成本。某行业要素的资产专用性越强,改变旧资产的转换成本越高,相反,资产同质性越强,变更经营领域的成本越低。水质水量的检测设备一旦投入,就很难再作他用,其资产专用性很强,但水质、水量监测设备作为保证合同顺利实施的一部分又是不可或缺的。
d. 交易频率。交易频率是指同类交易重复发生的次数。一般而言,同类交易重复发生的次数越多或者一项交易持续的时间越久,交易费用越低。在浙江东阳和义乌的水权交易协议中,东阳市将境内横锦水库5 000万m3水的永久使用权转让给下游的义乌市,一次性转让省去了每次谈判的程序,降低了交易费用,对于交易双方而言都是最优选择。
e. 交易的不确定性。包括合约签订之前的不确定和合约签订之后的不确定。前者包括交易双方对未来不可知事件预测的不确定性和交易双方信息不对称的不确定性,对不可知事件预测的不确定性越大,交易双方信息不对称的不确定性越大,交易费用越高;后者是指合约签订之后双方执行合同过程中的不确定性,例如国家上调居民用水的水质标准、居民生活水平的提高速度等等。
3流域生态补偿中交易费用的计量与评价
3.1流域生态补偿中交易费用的计量
流域生态补偿中交易费用的范围界定以后,如何对交易费用进行计量是一个关键问题。不同的产业其交易费用的计量方法也不同,包括宏观计量和微观计量。其中宏观计量是从总体上来考虑交易费用,当某一部门只为一个项目的顺利实现服务时,该项目中对应这个部门的交易费用就是该部门的全部支出,此时不需要区分不同类型的交易费用。与此对应,大多数情况下交易费用采用微观计量,其可分为市场型交易费用计量、管理型交易费用计量和政策型交易费用计量等[7]。针对流域生态补偿中交易费用所界定的范围,对不同部分的交易费用采取不同的计量方法,然后将其综合起来确定流域生态补偿中交易费用的大致货币价值。
a. 固定交易费用的计量。如果流域生态补偿的交易费用只是由一个部门产生,这种情况下可以直接采用宏观计量方法。但有的部门或单位的工作目标不仅仅是流域生态补偿,其所从事的工作中流域生态补偿只是占有一定的比重,对这部分固定交易费用进行计量的方法是:首先对该部门占用资源的总价值进行确定,然后估算该单位在流域生态补偿工作中所占用精力和资源的比例,用调整系数k表示(如流域各跨界断面的水文监测机构等)。其中占用的人力资源所对应的价值可以用职工的薪酬总和W来表示,单位固定资产及设备购买的价值用这些资产在对应时间段内的折旧d来表示。假设有l个这样的部门,i=0,1,2,…,l,则该部分的交易费用可以用下述公式表示:
式中:C1为流域生态补偿机制中各部门的固定交易费用;调整系数0<ki≤1;Wi为第i个部门的薪酬;di为第i个部门的固定资产在对应时期应计提的折旧。
b. 可变交易费用的计量。固定交易费用不会在流域生态补偿中随着流域生态补偿的具体实施情况发生变化,且这部分交易费用可以通过市场定价的方式直接确定[8]。除此之外,流域生态补偿中还有一部分交易费用是不能直接计算的,此时主要通过比较分析的方法加以确定,如流域生态补偿中协议的起草、谈判、确保合约得以履行的费用以及流域生态补偿实际实施中出现纠纷进行处理的费用等。这部分交易费用无法直接根据市场定价的方式计量,且会随着生态补偿模式的选择、外部环境的变化而变化。对于这部分可变交易费用可以通过借鉴相似活动所耗费的成本确定一次监测或者纠纷处理的成本,进而确定这一部分交易费用的估算值。这部分交易费用可以用下述公式表示:
式中:C2为可变交易费用;T为生态补偿机制协议制定的谈判成本;n1为需要进行水文监测分析的次数;M为一次水文监测分析的成本;n2为纠纷发生的次数;H为纠纷处理的平均成本。
c. 交易费用中机会成本的计量。为保证流域生态补偿机制的运作及有效实施,所占用的资源不仅仅包括这些人力、物力、财力的直接成本,还应当包括这些资源占用所对应的机会成本。人力资源产生的机会成本可以参照当地城镇居民人均可支配收入或者农村居民人均纯收入的数值,将其折算成当年的价值;资金部分所对应的机会成本也可以用时间价值进行衡量。投入的设备、仪器等可以折算成当年资金。按照复利计算方法,该部分的交易费用为
式中:C3为机会成本;P1为当年投入的人力成本;P2为当年投入的资金;r为资金报酬率,可参照银行存款利率;m为年限。
至此,可以得到流域生态补偿中交易费用的计量公式:
式中:TC表示总的交易费用,其他符号的含义与前面所述相同。
3.2流域生态补偿中交易费用的评价
流域生态补偿中交易费用的计量可以为机制运作中如何降低交易费用、提高运作效率提供理论依据。但是有关交易费用的研究并不仅仅是考虑如何降低交易费用,同时还应当确定交易费用的合理范围,这就需要对交易费用进行评价。
3.2.1 影响交易费用的各因素分析
在公式(4)中,调整系数ki、部门薪酬Wi、固定资产所对应的折旧di、当年投入的人力P1、当年投入的资金P2、银行存款利率i以及年限m等属于非可控因素,人为的努力不能改变其取值;而协议制定的谈判成本T、水文监测次数n1、水文监测成本M、纠纷发生的次数n2以及处理纠纷的成本H等属于可控因素,可以通过控制这些因素来降低流域生态补偿中的交易费用。
在可控因素中,水文监测次数n1是影响交易费用的一个重要因素。在确定流域生态补偿不同主体的补偿额时,需要对水质水量等指标进行监测,此时监测次数应当满足两个条件:首先尽可能真实地反映出水资源的改善状况;其次在上一基础上应尽力降低水文监测次数,水文监测次数越多,交易费用越高;纠纷发生的次数n2是影响交易费用的另一重要因素。纠纷发生次数越多,交易费用越高。此外,机构臃肿会导致水文监测成本M增加;不同机构之间职能设置的重复,会降低纠纷处理的效率,导致处理纠纷的成本H增加。
3.2.2 流域生态补偿中交易费用的成本收益分析
为了与流域生态保护的投入成本相区分,将交易费用称作“附加成本”,它的高低不能单以绝对量的大小来衡量,而应当将交易费用增加与获得的总效益的增加来对比确定。交易费用过高可能会使得补偿活动难以实现,另外如果进行生态补偿所获得的实际效果(总体效益的增加)低于交易费用的增加,也说明该部分交易费用的增加是不合理的。
假设在某一交易费用水平TC1,对应的流域生态补偿机制的总收益是V,采取某一制度设计或者管理措施后,交易费用增加量为ΔTC1,而由此可以获得的总收益增加量为ΔV,虽然V+ΔV大于V,表示生态保护的效果更明显或者生态改善程度更高,但是如果ΔTC1大于ΔV,则V+ΔV-(TC1+ΔTC1)<V-TC1,说明这一制度设计或管理措施是不经济的,不能实现全局的最优。因此,交易费用评价的一个原则是比较其与带来收益的大小,费用增加不高于效益增加的时候即为合理的。否则,应当认为是交易费用过高。
4降低流域生态补偿交易费用的政策建议
流域生态补偿中交易费用的研究可以为流域生态补偿机制的设计提供理论依据。在尝试对流域生态补偿中交易费用的内容进行界定之后,分析了影响交易费用的因素,并对其进行了计量。针对在机制运作过程中,可能会存在的效率低下、费用高昂等现象,笔者提出以下几点建议,以降低交易费用,提高居民保护水资源的积极性。
a. 完善相应的法律法规。流域生态补偿机制是一种新的生态保护机制,它的实施需要完善的法律机制作为保障。法律制度健全,流域生态补偿实施过程中出现问题或纠纷时,可以直接以法律法规为依据处理,有助于降低纠纷处理过程中的交易费用。
b. 精简相关机构,避免机构臃肿。在流域生态补偿机制中部分部门的功能可能存在重叠,为此,将功能相近的部门进行合并,可以提高管理机构的运作效率。另外,对于现有机构能够实现的工作,应避免再次设立新的机构,如水质等指标的监测分析等工作。现有的水利部门能够解决的,可以委托现有的部门去做,这样既避免了部门的重复建设,同时也发挥了的这些部门的优势。
c. 减少水文监测次数。水文监测及分析是流域生态补偿机制运作的一个关键环节,在不违背流域生态补偿本质原则的前提下,应当尽量减少机制设计过程中水文监测的次数。生态补偿模式的不同选择对应的水文监测次数是不同的。如:仅考虑相邻区域间生态补偿关系的模式与各个区域分别考虑生态补偿关系的模式相比,前者需要的水文监测次数要低于后者,而最终实现的目标却是相同的。
d. 补偿协议具体明确,减少纠纷发生的次数。流域生态补偿机制协议的制定对纠纷可能发生的次数具有很大的影响,协议越具体,不确定的内容越少,发生纠纷的可能性越低。另外,补偿协议的制定应当均衡考虑各主体的利益,避免出现不合理或不公平的情形。
有关交易费用的内容界定和计量是目前交易费用研究的关键问题,国内外学者对此没有达成一致的意见,尤其是交易费用的计量本身就是目前研究的难题,而对于流域生态补偿中交易费用的研究则更少,因此文中的研究虽然在理论上是合理的,但与现实可能还是会存在一些差异,有关流域生态补偿中的交易费用的计量和评价还需要进行更多的探索。
摘要：我国现有的流域生态补偿的研究主要侧重于对补偿标准、补偿方式的研究,对交易费用的研究较少。流域生态补偿交易费用直接影响生态补偿机制的运行效率,进而影响人们保护水资源的积极性。通过对流域生态补偿中交易费用内容的界定、影响因素的分析以及各部分交易成本的分析计量可以看出,要降低流域生态补偿的交易费用,必须在补偿模式的选择以及协议制定的过程中尽量降低监测的次数和纠纷发生的次数。
关键词：流域,生态补偿,交易费用,计量
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流域生态补偿机制研究 篇10
随着经济发展和水资源短缺, 流域生态问题正受到众多利益相关者的关注。目前, 我国仅依靠政府强制力量和行政权力进行治理, 流域生态治理效果并不十分理想。由于流域生态具有公共品特性, 流域内利益相关者对生态治理经常会采取非合作博弈策略, 所以通常出现“囚徒困境”的博弈结果。如何才能实现流域内各利益方的合作博弈呢?这需要以下条件[1]:①存在着共同利益。流域内良好的生态环境, 如清洁的水源、丰富的物种、优美的环境等是大家共同的福利, 生态质量的好坏直接会影响到流域内利益者的收益。流域良好的生态环境是大家共同的追求, 这是形成合作的前提条件之一。②参与者的自愿、平等和互利。在合作博弈中, 各参与者之间是平等的, 自愿参与达成的契约是协商同意的结果, 互利体现为各参与者能从合作博弈中分享到合作收益。③必要的信息交流。合作博弈强调通过信息交流、讨价还价的谈判形式来达成具有约束力的协议。这种方式有助于消除各参与方之间的信息不对称, 可使各参与者对合作结果有一个较稳定的预期。④强制性契约。契约的达成需要经过各利益相关者的谈判和协商, 一旦达成就具有强制性和法律性。所以, 经过相关利益方谈判后缔结的契约具有很强的约束力, 参与者若有违背, 将受到相应的惩罚。这种利益相关者共同参与、共同协商达成具有约束力的流域开发计划方式在国外流域治理中被经常应用[2,3]。
我国流域生态治理面临的现状恰恰是缺乏部分合作条件。流域利益相关者对流域有着共同的利益, 但在流域生态治理过程中仍采用单向政府治理方式。如在制订流域生态规划目标时, 都是由政府单方面做出规划, 缺少其他利益方的参与, 缺乏双向或多向的信息沟通。尽管依靠政府单向强制性力量来解决流域生态问题会有效果, 但治理过程中发生的成本和非合作风险大大增加, 表现为其他利益方被动接受, 工作中的不配合等。此外, 在利益分配方面也存在着很多问题, 包括生态补偿在内的利益补偿形式还没有真正落实等。为了解决好流域生态问题, 我们可借鉴国外的成功经验, 实施流域生态共同治理模式, 形成利益者之间的合作博弈。通过对博弈条件分析和延伸, 我们构建了流域生态共同治理机制模型:公众参与机制、效用转移机制、谈判协商机制和共同监督机制。
2 公众参与机制
首先应从法律上保证每个利益方都能以不同方式、机会均等地参与到流域生态治理事务中来, 以确保每个利益相关者都具有表达自己偏好的权力。我国宪法规定一切权力属于人民, 人民依照法律规定, 通过各种途径和形式管理国家事务和社会事务。宪法第九条规定:矿藏、水流、森林、山岭、草原、荒地、滩涂等自然资源都属于国家所有, 即全民所有。环境保护法第六条规定:一切单位和个人都有保护环境的义务, 并有权对污染和破坏环境的单位和个人进行检举和控告。水污染防治法第十条规定:任何单位和个人都有义务保护水环境, 并有权对污染损害水环境的行为进行检举。这说明各利益相关者参与到流域生态治理事务中在法律上是支持的。
其次是从经济角度考虑, 只有当参加合作的利益方获得的收益大于或等于其损失时, 利益相关者才会有动力参与到流域合作治理中来。假设在一个流域范围N中, ∀i, j∈N, 令 (i, j) 是一个相互合作的利益相关者共同体。在每个相互关系中, πundefined记作i从相互合作中得到的收益增量, σundefined为i由于参与到合作中引起的损失量。只有当πundefined≥σundefined时, i方才会有动力参与到流域的合作治理中;同理, 只有当πundefined≥σundefined时, j方才有动力参与到与i的合作中来。所以, 只有当πundefined≥σundefined, 且πundefined≥σundefined时, 两者的合作关系才能形成。同样, 当流域的利益相关者有很多时, 利益相关者从共同治理中得到的总收益大于总成本时, Σπundefined≥Σσundefined (i, j=1, 2…) 才有可能实施利益相关者的共同治理。
3 效用转移机制
能否有效实施流域共同治理, 流域内各利益相关者会根据自身的收益做出是否合作的判断, 所以利益分配是个关键问题。由于流域是一个特殊的区域组织, 流域内利益相关者拥有多种不同利益诉求, 利益分配的合理性和公正性是实施激励的关键。如果有利益者得不到合理的收益预期, 那么流域的共同治理就不容易实现。
假设参与人i参加共同治理后的收益为Xi, 不参与共同治理获得收益为Ui, 对合作的集体而言, 如果想实现流域生态的最大化, 就是要寻找一种分配方案, 使Xi>Ui, i=1, 2, …n。即合作后的收益大于不合作的收益。undefined表示流域内利益相关者收益 (福利) 总和。对流域内利益相关者的利益分配问题, 可考虑采用夏普利值的方法来求解。夏普利值是Shapley L S提出的用于解决多人 (方) 合作博弈问题的一种数学方法。对任意n人合作博弈 (N, V) , 存在唯一的向量函数φ, φi (υ) 表示在合作I下第i成员所得的收益分配[4], 则;undefined;undefined。式中, S为集合I中包含成员i的所有子集, s为子集S中的元素个数, n为集合I中的元素个数, w (s) 为加权因子, v (s) 为子集S的收益, v (s/i) 为子集S中除去i后取得的收益。
假设某饮用水源地流域进行生态保护, 流域内有3个属地政府A、B、C。为了保证治理的效果, 国家流域管理机构强制属地政府投入保护成本。如果三方政府投入的成本不同, 而且各政府净收益与属地其他利益方的收益一致, 那么效用转移机制就要合理分配水资源的净收益, 获得收益较大的利益方应向收益较小的利益方进行收益 (或效用) 转移。假设3个利益相关方的收益情况见表1。
根据夏普利值的计算公式, A、B、C三个利益合作方净收益分别为:
undefined
由计算结果可见, 三方都比不合作情况下获得的收益高。如果某利益方收益低于夏普利值, 那么获益多的一方应按照该值合理补偿分配给其他利益方。假设A区合作后得到20a单位, 则需要其他利益者再补偿给A区40a单位。因此在流域共同治理中, 尤其是流域上游为了保护流域生态放弃了一些收益, 那么对获益较多的成员 (尤其是下游的利益者) 应给获利少的上游地区以合理的生态补偿。只有通过这种效用转移机制, 才能使参加流域共同治理的各利益方都能获得合理收益, 才会有动力将合作维持下去。
事实上, 我国在实施流域生态补偿方面并不理想[5]。补偿的标准和利益分配并没有按照理论分析来进行。主要原因有:①由于传统观念的存在, 主要是对流域生态资源的有偿使用性认识不足, 没有形成良好的资源交易市场氛围。②对生态价值的研究不深入, 对生态价值的标准难以准确衡量。③尽管夏普利值很公平, 采用合作后各方的边际增量来确定给予的补偿量, 但在流域生态计算中, 它们的特征函数较难准确界定。因此, 尽管理论上运用夏普利值可解决流域利益的公平分配问题, 但真正采用该方法实施的难度较大。不过, 效用转移机制为流域合作的动力与收益公平提供了理论支撑。
4 谈判协商机制
流域利益相关者包括流域居民 (R) 、渔民 (F) 、企业 (E) 、市民 (C) 、供水公司 (SW) 、政府部门 (G) 、非政府组织 (O) 等, 他们都有着不同的利益目标。居民追求的是优美环境和收入;渔民追求的是能收获更多的鱼来增加收入;企业追求的是更多的利润和更多的排污权;市民追求的是洁净的水源和环境;供水公司关心的是水质和水量;政府官员关心的是职位升迁和收入;非政府组织关注的是生态的多样性和环境保护。谈判协商的目的就是要充分考虑不同的利益诉求, 找到合适的流域开发利用价值, 避免单方面做出决策和规划时侵犯其他方的利益, 寻找到各方都能接受的谈判解, 从而制订出合理可执行的流域生态规划。
本文借用Jan Svejnar的纳什扩展模型来研究上述利益相关者的谈判过程[6]。该模型中谈判解由各方的威胁点、谈判力和对谈判破裂担心程度决定。我们令谈判方i从谈判协商结果中得到的净收益为Xi;其谈判γ力定义为γi (Z) |0<γi<1|, Z为影响谈判结果的外生变量, 该变量集为受社会影响力、政治地位、经济地位影响的向量集[7]。因此, 设undefined, 表示谈判协商的收益与谈判力正相关, 即谈判力的增大会使收益增加。并且undefined, 其中X=ΣXi。此外, 我们把谈判破裂担心程度 (f) 定义为fi=Ui (Xi) /U′i (Xi) 。各方的谈判破裂担心程度由谈判协商方效用函数决定, 且假设谈判力与谈判担心程度的比值相等, 即谈判力越强的利益者同时也越担心谈判破裂。
我们假定Ui是凹函数, 流域上下游对水资源收益 (X) 的分配进行谈判。γ1和γ2分别为上游和下游的谈判力。用Xij表示j向i提出的关于X的分配方案。如果双方首次都提出非常极端利己的分配方案, 即U1 (X11) >U1 (X12) 或U2 (X22) >U2 (X21) 。考虑到谈判可能发生破裂, 他们可能会相互妥协。给定j的要价Xij, 那么i就知道自己对破裂的担心程度和谈判力的比值, Pi=f (Xij) /γi, i=1, 2。当p1>p2时, 上游做出让步;当p1
通过分析可知, 各方的效用取决于他们的谈判力和最优解处的边际效用。给定最优解处的相对边际效用, 谈判力越大的一方, 他的效用目标实现程度越高。如果给定相对谈判力, 那么各方在最优解处的效用实现程度对比就由效用函数的形式来决定, 即由各方的具体特征决定。在流域的相关谈判方中, 政府的谈判力最大, 而流域居民、其他政治力和经济力影响小的利益方都存在较低的谈判能力, 极端情况下可能被忽略。这样, 流域生态治理与开发很多时候变成了政府的单方强制行为, 同时也可能会损害其他方的收益。
同理, 跨区域谈判也存在这样的问题。如北京和河北的潮白河密云水库流域, 密云水库为北京饮用水源地, 必须要进行流域生态保护, 由于地方官员的政治地位差异, 北京市委书记担任着中央政治局委员, 在整个政治体系内有更大发言权, 河北省则不行, 两地政府的谈判力不在一个水平上。北京市政府拥有更高的谈判力, 其效用目标实现程度越高, 在谈判中处于领导地位, 这样就会影响到利益的分配。结果是, 多年以来河北省张承地区为了保护该流域生态付出了很多的牺牲而没有拿到相应的补偿[8]。
我们曾论证了在效用转移机制中可采用夏普利值方法给予补偿, 调动各利益相关者合作的积极性, 这是比较公平的方法。但该方法需要估算合作成员各种组合的具体特征值, 存在较大的不确定性和难度。而且对流域生态价值来讲, 更难以精确算出具体数量。因此, 利益分享可采用谈判协商机制来进行[9], 这样相对容易实施。但是在实施过程中, 要想实现流域内谈判最优解的存在, 需要保证参与者谈判地位和谈判力大小基本平等。在政府和其他利益者谈判时, 必须要降低政府的强势谈判力, 政府应让权于民[10], 政府只负责做好组织谈判和监督的工作, 让其他利益相关者参与谈判, 这样才可以达到流域内生态利益的相对最优分配。
5 共同监督机制
通过流域内利益相关者谈判协商确定的契约, 需要在有效监督下执行才能达到预期收益。在流域的生态治理中, 由于各利益相关者都是委托人, 最优的监督权到底委托给哪一方才能实现流域生态价值的最大化呢?现实生活中政府部门行使了监督权, 本文讨论了政府对流域的监督模式。
假定流域生态规模及其收益、政府机构的技术及利益者的偏好不变, 流域的福利最大化maxU和流域生态风险σ (er) 均可看作是政府监管努力er的函数, 其最优表达式可表示为监管成本一定条件下流域生态风险最小[11]:maxU (er) =minσ (er) , s.t.erpr≤C0。式中, Pr为利益相关者为政府实施单位监管愿意付出的价格, 假定该价格不变;C0为社会公众付出的监管总成本, 就存在∂σ/∂er<0, 即流域的生态风险与政府监督呈反向变动关系;也存在∂U/∂er>0, 即流域总福利效用与政府监管呈正向变动关系。
当然, 作为公众委托的政府监管部门, 其存在的目标就是保证流域的生态稳定, 实现流域内福利最大化。在信息完全充分的情况下, 如通过建设流域电子信息化建立流域生态环境信息披露制度, 采用利益相关者监督平台和流域生态实时直报系统, 及时准确地向流域利益相关者提供流域生态信息, 公众可通过最优监督契约和监管来确定价格, 使政府的目标和流域其他利益者的目标达成一致。但如果在信息不对称情况下, 结果会是如何呢?假定政府部门追求的是收入一定、成本最小化的行为模式。其表达式为:maxU (R, er) =R-C (er) ;s.t.erPr≤R。式中, R和C分别为政府部门的固定收入和实施监督付出的成本。政府监管效用和付出监管努力呈反向变动关系, 即∂U/∂er<0;监管成本和监管努力呈正向变动关系, 即∂C/∂er>0。在这种情况下, 如果政府监督努力增加, 委托人的效用将增加, 但政府的效用会降低。结合上述公式和约束条件可求得监管均衡解 (e*r, 0) , 特别是当政府部门努力把er达到e*r时, 政府的租金为零, 效用最低。在实际中, 政府提供的努力在0—e*r之间, 政府监管部门的租金为|C (e*r) -C (er) |, 流域内的福利损失为U (e*r) -U (er) 。
在当今以GDP为主要的地方政府考核绩效情况下, 为了增加自己的租金, 属地政府会存在强烈的动机尽可能减少对流域生态的监督努力。如果将流域生态治理监督权只委托给政府部门, 会使政府部门存在很大的寻租空间, 政府部门的目标可能会偏离流域福利最大化的目标, 造成流域内的福利损失。为了规范政府行为和其他利益相关者的行为, 也为了降低流域风险成本, 最基本的是要提高信息的透明度。因此, 在机制设计中应采用流域利益相关者共同监督机制, 这样可使流域内各种信息更具有充分性, 降低管理者的机会主义行为和垄断租金[12], 减少流域内的福利损失。
6 结论
只有实现真正有效的合作, 流域生态才能发挥最大的价值, 因此公众参与机制是形成共同治理的基础。对流域生态利益分配方案, 要求存在一种能使不同利益相关者都能接受的分配方案。这可通过效用转移机制, 即收益较多的利益方合理补偿收益较少的一方。在一定的假设条件下, 补偿可由效用 (福利) 转移量来确定, 这种效用转移可增加利益者合作的动力。但由于流域生态效用函数难以精确量化, 在实际工作中计算利益相关者损失量和收益量的工作较困难, 所以更可行的是通过谈判协商机制来解决利益冲突。政府依靠其影响力和组织力, 将利益相关者召集在一起进行谈判协商。但正如谈判协商机制中分析的那样, 政府应在谈判的过程中尽量充当好组织员和监督员的服务角色, 让其他利益相关者通过各方的谈判和协商, 找到各方都能接受的均衡解, 这也体现了共同治理中的民主性和公平性。为了使这三种机制有效发挥作用, 共同监督机制必不可少。只有实施利益相关者的共同监督, 才可使信息更加公开透明, 降低权力部门的寻租空间, 减少流域内福利损失。
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流域生态补偿机制研究 篇11
【摘要】本文主要是对环境影响评价引入生态补偿机制进行研究分析，进而提出以下相关内容，同时进一步的分析为环境评价所带来的便利。
【关键词】环境；影响评价；生态补偿
引言
在对生态进行补偿的过程中，会受到很多的政策支持，对于政策能够更好的保护环境方面能够起到很大的作用。
1.国内在生态补偿过程中所存在的问题
我国现有的生态补偿机制对环境保护过程中具有着独特的性质，同时也能够为环境的治理以及恢复提供出相应的机制。然而，同时也存在着一些问题对生态补偿工作有着一定的影响。
1.1和生态有关的法律并没有得到有效的落实
目前我国关于生态补偿方面的法律比较多，然而多数都是比较零散的分布在土地保护法以及环境保护法等相关的法律当中，虽然已经初步确认了土地的利用规划等制度，但是并没有建立起有关生态补偿完整的法律体系，来对其进行规定，从而导致生态补偿的有关工作没有办法顺利的进行展开。然而那些生态补偿法律分布在零散的各项法律中也没有能够引起足够的重视，进而导致一些条款的执行力度存在着不足。由于生态补偿制度存在着不健全，进而也对环境治理以及保护的工作存在着一定的制约，同时也不利于生态的自我恢复。
1.2对于生态补偿的宣传力度存在着不足
目前我国是处在一个快速发展的过程中，人们的生态意识还并没有得到唤醒，对于环境保护的观念还并不是很强，甚至在我国的一些自治区还是以一种粗放式的发展经济，对于这种情况之下的劳动人员基本上会忽视环境的保护，并且也缺少对于环境的认识，生态补偿对于他们来讲就更没有意义。然而对于一般的企业来说，对于生态补偿只是停留在乱收费和不合理收费的阶段，这样也为生态补偿的工作带来了很大的阻力，也没有办法建立起有关的生态补偿机制。对于这种情况，政府部门必须要对生态补偿的宣传力度进行加大，进而转变公众的环保意识，从而使其能够在意识方面得到提高，这样能够更好的帮助建立起生态补偿机制，同时也能够更方便的开展生态补偿工作。
1.3引入生态补偿机制不到位
如果要将生态补偿机制引入到环境影响评价体系中，首先要确保生态补偿机制与具体环节及环境保护相关制度的相匹配，只有确保环境影响评价引入生态补偿机制后，其生态补偿机制管理规章制度与环保部门的行政管理有机结合在一起，才能确保生态补偿机制在运行过程中可以发挥出其积极的作用，这也是便于相关部门对生态补偿机制进行有效管理的必然途经，确保环境影响评价与生态补偿机制的顺利开展。但是当前我国相关领域中环境影响评价与生态补偿机制的融合研究相对较少，所以对于该方面严重匮乏必要的理论支撑，在很大程度上对生态补偿机制融入环境影响评价机制产生极大影响。
1.4定量标准难以形成统一体系
现阶段我国关于环境影响评价中的评价机制一般都是以定性评价为主，但是关于定量评价方面的研究相对较为匮乏，这便导致国内环境影响评价定量标准难以形成一个统一体系，这势必会对环境影响评价引入生态补偿机制带来相对较大影响。因此，生态补偿机制引入环境影响评价中首先要确定出统一的定量标准，这样才能确保我国生态补偿机制的实施可以在最大程度上满足社会各领域发展要求。
2.关于环境影响评价对于实施生态补偿的途径
2.1环境评价法规能够为生态补偿提供有力的依据
针对现行的一些相关法律而言，对环境影响评价在一定程度上是有要求的，例如：环境保护法或者是环境影响评价法等，都是生态规定补偿工作中的重要参考之一，同时也是对环境影响评价过程中的主要法律依据。这样就会让生态补偿工作在一定程度上具有法律依据，其执行力也得到不断的提高。环境影响评价是一切相关活动中的第一步，只有把有关活动做好才能够继续进行。项目建设在进行开工前，一定要有审批手续，相关部门在进行审批前应该对施工项目周边环境影响进行有效的评价，只有对标准项目进行负荷才能够投入建设。生态补偿具有法律保障，与项目相关建设者的切身利益进行绑定，就会引起公众环保意识，并且相关人员也会对生态补偿费进行缴纳，只有这样才能够对生态工作进行有效的改善。
2.2为生态补偿提供出更多的宣传介质
在通过大力提倡生态补偿机制的过程中，可以通过下派一些专家和拨付资金的方式来对有关的问题进行整治，但是多数情况下效果并不是很好，对于这种局面的形成主要是和我国的政策有着直接的关系，并没有清楚的认识到问题的本质。要想建设出和谐的社会，首先就是要对公众的生态意识进行引导，同时这也是能保证人和自然能够和谐相处的前提所在。可以通过各种各样的宣传方式来对生态知识进行宣传，从而使公众能够更清楚的认识到我国目前的生态情况，进而使人们的生态保护意识得到加强。
3.环境影响评价过程中生态补偿的有关建议
3.1加强关于生态补偿的法律进行建设
虽然在生态补偿过程中引入环境的评价是一种相对来说比较好的改善生态补偿方法，然而必须要建立在有关的法律之上。对于法律的应用也说明了我国对于生态保护的重视程度，进而才能够有效的加强生态保护的执行能力。
3.2对生态补偿有关项目的研究进行加强
在生态补偿的机制中，其主要就是在很多的因素当中选择出利益有关的环境保护责任，同时在一些有关的项目建设过程中由于高的建设对环境的影响后果，进而做出适当的补偿机制。在对生态补偿的有关项目进行研究的过程中，必须要对其主体和客体进行有效的明确，进而达到生态补偿的真正效果。与此同时也可以对国内外有关部门的联系进行加强，做到相互交流，从中制定出更为科学合理的补偿机制。
3.3通过试点工程来倡导公众积极参与进去
本文认为为了促进环境影响评价与生态补偿机制两者间的有机融合，政府主管部门要通过开展项目环评中生态补偿的试点工作，来研究与整理出生态补偿在具体操作中的方法、程序，只有不断的汲取成功经验与失败教训才能使其形成完善体系，这樣才能为各地区环境影响评价引入生态补偿机制提供一个完整的理论支撑。因此，环保部门应通过加大与国家其他部门之间的联系来对生态补偿机制理论进行深入研究，不断加强生态补偿机制理论与实践的结合力度，这样才能为环境影响评价引入生态补偿机制提供一套完善的理论体系。再者，公众的参与度决定了生态补偿机制的施行能否满足社会发展要求，所以政府主管部门要充分调动公众参与生态补偿机制的积极性与主动性，可以通过建立生态补偿信息网络平台来让利益相关者及时了解最新动态，并要确保公众参与生态补偿机制过程中的知情权与言论自由权。
总结
根据上述内容可以知道，环境评价当中引入生态补偿的研究以及对于生态补偿机制的不断引入，能够更好的让环境影响评价在一定程度上变得更加合理。
参考文献
[1]王辉民.环境影响评价中引入生态补偿机制研究[D].中国地质大学（北京），2008，12（24）：152-155.
退耕还林生态补偿机制完善研究 篇12
截至2010年, 退耕还林工程共完成造林面积99.65万公顷, 全年完成种草面积0.49万公顷, 取得了巨大的成就, 这与生态补偿的实施有密切关系。生态补偿机制是综合运用行政和市场手段, 调整生态环境保护相关者利益关系, 以保护生态环境为目的的环境经济政策。建立与完善生态补偿机制, 是保证退耕还林工程效果的必然要求, 是建立环境友好型社会的制度基础。
二、退耕还林生态补偿机制存在的问题
现行退耕还林补偿政策有:粮食补助:黄河和海河流域退耕地每年补助1500kg/hm2, 长江和淮河流域退耕地每年补助2250kg/hm2, 还草补助2年, 经济林补助5年, 生态林补助8年;现金补助:退耕地每年补助现金300元/hm2, 补助年限和粮食补助相同;种苗和造林费补助:宜林荒山荒地造林仅一次性补助750元/hm2的种苗和造林费。
(一) 补偿标准不合理
退耕还林工程采用“一刀切”的方式, 仅以长江、黄河流域为分类标准实施不同的补偿政策, 没有考虑不同地区经济发展水平、自然环境条件的差异。虽然补偿标准高度统一, 公开透明, 但实施过程中存在比较严重的不均衡, 部分地区补助未能弥补退耕地的收益损失, 影响补偿资金的效率和公平性。另一方面, 我国现阶段的退耕还林补偿政策没有考虑时间因素对退耕还林工程的影响。
(二) 补偿补偿模式单一
国际上生态补偿以市场为主, 而我国退耕还林工程则是以政府的财政支付补偿模式为主, 未能充分运用市场化机制, 按照“谁受益谁付费”的原则, 由受益方向保护方直接补偿。相关部门和企业无偿享受生态产品而没有直接向保护者支付补偿, 退耕还林生态补偿资金主要来源于政府部门专项拨款、补助等, 加重了政府的财政负担, 不利于调动社会力量开展生态环境的保护与建设。
(三) 生态补偿难以形成长效机制
农民会不会复耕是令人担忧的问题。在自然环境恶劣的贫困地区, 虽然农户的退耕意愿强烈, 但这些地区不利于树木的生长, 两轮补贴期限过后, 退耕林木不会成材, 谈不上给农户带来经济利益。另外退耕林中至少有80%是生态林, 农民很难从生态林上实现经济利益。加之补偿标准低, 期限短, 都会降低农户的退耕还林意愿, 增加复耕的风险。
(四) 监管机制不完善
由于监督机制不完善, 退耕中出现了该退耕的坡耕地没有退下来, 不该退的农田却退耕;少退多报、还经济林而报生态林等问题。此外, 退耕还林工程的检查验收主要来自地方部门的自查或者是上级部门的检查, 采用不同的评价体系, 未能建立一套比较科学和具有说服力的评价体系, 对退耕还林项目的实施效果很难做出真实的评价。因此退耕还林的效果有没有预期的那么好, 到现在都很难说清楚。
三、完善退耕还林生态补偿机制的建议
(一) 制定合理的补偿标准
根据不同地区的自然条件、社会经济发展水平制定不同的退耕补偿政策, 使经济补偿与退耕地的实际产出相吻合, 耕地收入高的地区补助的标准定得高一些, 补助年限长些, 而在耕地收入低的地区补偿额相对少些, 或者补助年限短些。另一方面, 应运用市场化的补偿方法, 如市场调查法、机会成本法和生态服务价值法等确定合理的补偿标准。
(二) 市场化的补偿模式
在退耕还林补偿中, 以政府为主导的财政支付模式是不够的, 应尝试异地开发、生态标记等生态补偿方式, 开拓市场化的融资渠道, 积极利用国债资金、开发性贷款以及国际组织的贷款或赠款为退耕还林生态补偿融资。总之, 努力拓宽退耕还林生态补偿的市场化途径, 力争形成多元化的补偿途径和投融资格局, 逐步建立政府主导、市场配合的生态补偿模式。
(三) 建立长效补偿机制
退耕还林生态补偿可以借鉴美国环保休耕计划动态的机制, 在发生长期对补偿产生重大影响的事项 (如气候情况和经济条件) 时, 对退耕还林的补偿进行一次调整。只有这样才能使补偿数额长期略高于退耕的机会成本, 形成合理的补偿标准, 维持激发农户退耕的积极性, 形成退耕还林的长效机制, 保证退耕还林实施效果的持续性。
(四) 建立严格的监管机制
建立起公开退耕还林工程相关信息的平台, 在政府和群众之间形成对称信息, 让公众主动地参与退耕还林工程, 并对政府活动进行监督。成立公第三方的权威性评价机构, 构建一个科学合理的退耕还林监测评价体系, 利用先进科学技术, 对退耕还林项目的进展和效果进行科学的、系统的监测和评价。
参考文献
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【流域生态补偿机制研究】推荐阅读：
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生态补偿理论研究述评05-23
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