退耕还林土地征收补偿标准
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退耕还林土地征收补偿标准范文第1篇
按省、市部门要求，大邑县退耕还林工程每年配套工作经费15万元，确保该项目正常运转。退耕还林严格资金管理，实行专户存储、专款专用、专人管理、逐级审查签字、独立建帐、单独核算，任何单位和个人不得截留、挤占、挪用、贪污，以保证专项资金的有效使用。项目工程经验收合格后，由财政部门向退耕户通过“一卡通”兑现退耕还林补助资金。规范档案，科学管理退耕还林是一项长期工程，做到“山上有林子，室内有档案”。按照规范化、科学化、标准化的原则，建立健全退耕还林5万亩和配套荒山造林4.5万亩数据库，建成永久性档案。
2退耕还林工程存在的问题
2．1退耕还林的“林地”属性不稳固
2．1．1林业和国土部门对“林地”标准不尽一致
在实际工作中，由于国土和林业部门对地类调查方法和统计标准不一致，导致国土和林业部门在部分资源数据上有一定差异。事实上部分退耕还林地即使在林业部门退耕还林工程验收合格后，在国土土地利用规划上也并未被认作林地。
2．1．2前期林权证发放工作存在不足
巩固和加强退耕还林地的“林地”属性，关键在于颁发林权证。由于在退耕还林初期，时间紧、任务重，情况不清、政策不明的情况下，当时未使用林权登记管理系统，大邑县探索性地着手退耕还林林权证发放，证本为手写，出现不少错证，特别是退耕还林大户承包，林权证既未发给农户，也未发给公司，出现漏证现象，同时林权登记申请表等林权档案资料也未得到妥善管理。成都市实行耕保基金后，“耕地”与“退耕还林地”在政策补助上的悬殊，使得农民在利益的天平上偏向耕地，复耕现象偶有发生。
2．2退耕还林的“林地”管理思路不够清晰
2．2．1现行的占用退耕还林地“占一补一”政策
执行面临诸多问题一是寻找新耕地作退耕地难度大，有的村、社由于前期将所有耕地退耕，成了纯林户，已无耕地;二是农民同意植树，但不愿意签退耕还林合同或国土部门不作土地属性变更，如果草率了事，可能造成农民既享受耕保，又享受退耕还林补贴，实际造成滥用国家资金的重大失误。
2．2．2退耕还林政策补贴并未真正实现缩小耕
地保护和林地保护的差距国家实施退耕还林工程，使得农民在收益上减少，实际上国家给予退耕还林的补贴又弥补不了农民由“耕”变“林”的损失，如农业税费减免，成都地区耕保基金的实施，相反采伐林木，仍在征收育林费，大部份商品林虽然也为生态作了贡献，却未享受任何补贴，耕地保护和林地保护的实质性差距还很大。
3从森林资源管理角度对退耕还林工程管理的思考
3．1进一步巩固和加强退耕还林的“林地”属性
退耕还林不仅仅是简单意义上的在耕地上植树，同时规划为退耕还林的耕地，除了农户要中止耕地承包合同、签定退耕还林合同外，土地管理部门国土、农发和林业要协调一致，及时变更土地属性，林业部门颁发林权证，纳入林地管理［1］，使退耕还林的“林地”属性得到进一步巩固和加强。
3．1．1协调国土部门变更退耕还林土地属性
林业部门在退耕还林工程验收后，及时将退耕还林造林相关数据、图件移交国土部门变更土地属性。3．1．2加强退耕还林执法监察，遏制复耕现象县级各部门加强退耕还林执法监察，对擅自复耕，或者林粮间作、在退耕还林项目实施范围内从事滥采、乱挖等破坏地表植被的活动的，依照刑法关于非法占用农用地罪、滥伐林木罪或者其他罪的规定，依法追究刑事责任;尚不够刑事处罚的，由县级以上人民政府林业、农业、水利行政主管部门依照森林法、草原法、水土保持法的规定处罚［2］。
3．1．3退耕还林要“发铁证、落实权”
在调查中发现，成都各区市县退耕还林林权证发放普遍存在以下几个问题:一是林权人名字有误，通常为同音字或错别字;二是林种登记有误，不少登记林种为“生态林”，从字面上来可理解为五大林种中的防护林或特用林，但在森林分类区划时，大部分退耕还林是区划为商品林，林种应为:用材林;三是大户承包的情况，由于租金一年一付，这部分退耕还林未发放林权证。这些问题造成退耕还林在后续的采伐、林地流转、林权抵押等森林资源管理理活动中受到影响，林权证的权威性也大打折扣。因此收回原手写林权证，重新填写林权登记申请表，录入林权管理系统，更正错证，补发漏证，农民拥有了准确无误的林权证，才真正意义上落实了林地的使用权、经营权和处置权，同时形成以社为单位的退耕还林林权图，做到人、地、证、图、表、册一致，完善退耕还林林权档案，是摆在林业部门面前当务之急的工作，要通过“发铁证、落实权”，给退耕还林的“林地”属性烙上深刻的印记。
3．2积极探索退耕还林地管理思路
3．2．1把现行政策“占一补一”落到实处
实际工作中，征占用退耕还林后，在寻找新的耕地补足时难度极大，大邑县根据实际尽可能选择自行退耕还林的耕地，这部分土地在农村产权制改革期间，国土和林业都没有颁证，农户既未享受耕保基金，也未享受退耕还林补助，在签定新的退耕还林合同前，应及时与国土、农发协调一致，并向新的退耕农户按标准发放补助，颁发林权证，真正把现行政策“占一补一”落到实处。
3．2．2逐步取消征占用退耕还林地“占一补一”，建立征占用林地核销制度，实行动态管理
随着城市化进程的加快，各项工程建设向山区林地上发展，由于退耕还林地一般交通便利、地势平坦，近年来工程建设占用退耕还林地呈上升趋势，实施“占一补一”是现行政策，但其执行难度也不言而喻，“占一补一”很大程度上只是林业部门一家的“独角戏”。同时占用耕地，国土部门也要求“占用耕地与开发复垦耕地相平衡［3］”，因此各项工程建设占用农用地后，“占补平衡”呈现出耕地在林地上打主意，林地在耕地上想办法的尴尬局面。因此加强征占用林地审核审批，切实做到各项工程建设应不占或少占林地，确需占用的，在年度定额管理内，建立征占林地核销制度，实行动态管理，同时取消征占用退耕还林地“占一补一”，缓解实际工作中耕地保护与林地保护这一暂不易调和的矛盾，特别是2015年，林业和农发两部门合并后，这一矛盾不得不放在桌面上来面对时，取消征占用退耕还林地“占一补一”，建立征占用林地核销制度就应该提上议事日程。
3．2．3逐步减少直至取消退耕还林政策补助
退耕还林土地征收补偿标准范文第2篇
问：家庭成员发生变动，发包方能否收回土地承包经营权？
答：《实施办法》规定，“承包期内，承包方因婚姻、出生、死亡、升学、参军、外出务工、服刑等原因引起家庭成员变动的，不影响承包合同的效力”。举例来说，妇女结婚后，在新居住地未取得承包地的，发包方不得收回其原承包地；妇女离婚或丧偶，仍在原居住地生活，或者不在原居住地生活但在新居住地未取得承包地的，发包方不得收回其原承包地。新生儿诞生，不能分承包地，即通常说的农村家庭承包地在承包期内“生不增、死不减”。农民子女因考学办理了农转非户口，毕业后无论是在外打工或在农村生活，都不能改变其土地承包权，只有在本轮承包到期后，才可以调整或收回。义务兵提干或改志愿兵后，其承包地仍可保留，只有在本轮承包到期后，才能由其入伍前所在的农村集体经济组织收回。
问：欠缴税费或土地撂荒的农户的承包地如何处理？
答：任何组织和个人不能以欠缴税费和土地撂荒为由收回农户的承包地，已收回的要立即纠正。对农户所欠税费，应列明债权债务，按照农村税费改革试点工作中清理乡村债务的有关规定妥善处理。承包方对承包耕地暂时不能耕种的，应当委托他人代耕；代耕一年以上的，应当签订书面合同。承包方将承包耕地弃耕撂荒超过一年又不委托他人代耕的，发包方应当组织代耕。代耕期间，土地经营收益归代耕者所有。承包方要求恢复从事该土地经营的，应当提前通知发包方，发包方应当在当季作物收获后交还承包方。
问：如何理解和执行承包地的调整问题？
答：“承包期内，发包方不得调整承包地”是基本原则，决不能动摇。但“因自然灾害严重毁损承包地”，“因土地被国家征收、征用，承包方自愿放弃货币补偿（地上附着物和青苗补偿费除外），要求继续承包土地的”，“兴办乡村公共设施、公益事业或者实施乡村建设规划占用承包地”等特殊情形下，可在“经本集体经济组织成员的村民会议三分之二以上成员或者三分之二以上村民代表同意，并报乡镇人民政府和县级以上地方人民政府农业等行政主管部门批准”后，进行个别农户之间的承包地适当调整。
问：哪些土地可以用于调整承包土地或者承包给新增人口？
答：集体经济组织依法预留的机动地；通过依法开垦等方式增加的土地；承包方依法、自愿交回的土地；发包方依法收回的土地。
问：《实施办法》对林地承包有什么新规定？
答：一是增加了对退耕还林地纳入林地管理的衔接性规定。二是增加了林地承包期满后，可按国家有关规定继续承包的规定。三是对农村集体林地流转作出了规定。
问：《实施办法》对征地补偿有什么新规定？
答：新增了征地补偿的相关内容，以切实保护农村集体经济组织和农民的利益。即“有关行政主管部门拟订征地补偿标准和安置方案时，应当听取被征地的农村集体经济组织和农民的意见”，“征地补偿费依法应当支付给被征地承包方的部分，应当直接发放给被征地的承包方，并予以公布，任何单位或者个人不得截留、拖欠”。
问：土地流转过程中如何保护农民的合法权益？
退耕还林土地征收补偿标准范文第3篇
关键词：生态补偿；生态资源；补偿方式
一、 引言
2016年5月3日，国务院办公厅正式印发了《关于健全生态保护补偿机制的意见》（〔2016〕31号），提出到2020年，实现森林、草原、湿地、荒漠、海洋、水流、耕地等重点领域和禁止开发区域、重点生态功能区等重要区域生态保护补偿全覆盖，补偿水平与经济社会发展状况相适应。生态补偿是保护生态环境和推进生态文明建设的重要政策工具，通过建立反映市场供求关系和资源稀缺程度、体现生态价值和代际补偿的生态补偿制度，激励生态资源保护和建设，遏制生态破坏行为，通过经济手段解决生态资源保护过程中的外部性问题，达到生态环境和经济的协调发展。我国环境保护的政策经历主要经历了从污染者付费的惩罚性原则到激励生态保护行为的保护者受益原则的过程。目前，我国以政府引导为主体，以森林、草原、流域、矿产、海洋等生态资源为主要补偿对象，以生态资源和生态系统服务价值为标准，以财政转移支付为主要措施的生态补偿的机制建设已初现端倪。生态补偿涉及复杂的利益关系，在生态补偿实践中对生态补偿主体、客体、标准、措施等现实问题仍需进一步研究探索，不同生态补偿由生态资源的属性差异决定。因此，从生态资源属性的角度出发，剖析生态补偿的根本，从而可以为促进生态环境保护、推动生态文明建设的提供坚实有效的制度基础。
二、 生态资源的属性
生态资源与一般的产品资源相比有其独有的特点，生态资源产权属性界定并不清晰，价值确定较为困难，导致交易市场需要人为创建且交易成本明显大于一般产品。
涉及到生态补偿的生态资源产权属性可以分为三类，第一类是不可再生的生态资源，如矿产、石油、天然气、土地等，此类资源的产权界定一般较为清晰。第二类是介于完全不可再生和可再生的临界带生态资源，如水、森林、草原等，此类资源一般属于国家或集体所有，实行承包制或者有偿使用制度，但并没有明确规定究竟由哪一个组织来行使所有权和怎样行使所有权，容易导致所有权虚置，因此产权界定存在一定困难。第三类是由各种生态资源所组成的生态系统服务产权，此类产权大部分属于公共物品或者“准公共物品”、“俱乐部物品”，具有区域外溢性，产权难以清晰界定或者界定成本高。大部分生态资源的产权都不具有排他性，市场机制决定的供给量远小于帕累托最优状态时的供给量，因而会导致出现“公地的悲剧”和“搭便车”的现象。
生态资源的价值属性包括两个层次：一是生态资源中的自然资源是在经济活动过程中所使用物质的一个重要来源，能够作为原材料直接转化为产品，如矿藏、木材和粮食等；二是生态资源所组成的生态系统服务价值。市场机制仅能体现生态资源的产品价值，而生态系统服务价值无法体现。同时，生态资源的市场价值量化存在困难和供需之间存在价值差异矛盾，生态系统服务的价值大部分都是通过低层次的原材料产品价值进入市场，生态系统服务的主体对生态系统服务价值不明确，降低了生态服务提供者的效益，最终将会导致生态资源的大量缺失。
生态资源的空间属性包括依存性、层级性、不可替代性和差异性。按照生态资源所在的空间来看，一个地区的生态资源现状往往会影响到另一个地区，存在相互依存性。不同类型的生态资源的溢出范围具有明显的地域性和层级性，应在其“俱乐部成员”之间共同分担成本和共享收益。生态资源在不同地区的生态功能并不一致，多数生态服务不具备空间替代性，而且各地区实施生态建设和保护的经营管理成本及损失的机会成本差异较大，生态效益具有明显的空间差异性。
生态资源的时间属性是指生态资源发挥其全部生态系统服务价值的时间周期长。大部分生态资源并不具有在短期内发挥其全部效益的可能性，一旦投入中止，可能因缺乏维护、经济开发而影响其价值的体现，或者因生态效益尚未达到而前功尽弃。
开展生态补偿的主要原因就是由于生态环境的价值具有外部经济和公共物品的属性，导致成本和效益在个人和社会之间存在不对称。生态补偿机制的建立是以内化外部成本为原则，补偿生态资源保护者是对为保障生态系统服务功能所付出的保护成本和为此而失去发展的机会成本；生态破坏者和生态系统服务受益者是对恢复生态系统服务功能和对生态资源保护者的发展机会的补偿。目前仅对森林、草原、湿地等部分生态资源的生态恢复成本进行了评估，但对其产生的生态系统服务价值则无法体现。生态系统服务具有明确的空间差异性，不同主体之间对同一生态资源的价值标准认定存在偏差，不同地区的主体因为受偿者的受偿意愿、补偿者的支付能力和支付意愿等对同一生态资源的补偿标准也存在偏差，如北京对黄土高原退耕还林进行生态补偿的支付意愿要高于安塞和西安。要建立引导生态资源合理配置、经济发展与生态保护协调的机制，实现“绿水青山就是金山银山”，必须引入生态补偿。但是，生态资源的属性差异又决定了不能对所有的生态资源实行单一的生态补偿机制，要提高生态补偿效益，必须进行有针对性的选择。
三、 不同生态补偿方式的差异比较
生态补偿方式的划分有多种形式，本文主要根据生态补偿的运行机理差异，将生态补偿分为市场补偿和政府补偿。市场补偿是基于市场的政策工具和方法通过市场信号引导行为主体的动机从而实现生态资源的外部性内部化，包括税收、生态补偿费、生态保证金等主要手段，以利用市场力量为主要特征，行为主体在追求其各自利益的过程中就能同时实现生态补偿的目标。政府补偿根据是否能够在空间上明确定义补偿受益（受损）主体，分为纵向生态补偿和横向生态补偿。也可以认为，市场补偿是一种区内生态补偿方式，政府通过税收或者市场主体之间自发行为而实现区内的生态资源平衡，而政府补偿更多是区际之间的生态补偿，存在的前提是生态利益的依存性，由生态受益地区给予受损地区、开发地区给予保护地区一定的经济补偿。
1. 补偿主体的差异。生态补偿主体分为生态服务受益主体和生态服务受损主体。根据生态补偿方式的分类，市场补偿的主体是直接与生态服务相关的主体，包括生态资源的使用者和保护者、污染环境的企业和居民等，市场补偿主体都是能够明确生态资源产权的主体。政府补偿的主体是生态服务受益地区或受损地区的政府组织，由于我国森林、湖泊、河流、草地等自然资源产权大部分属于国有或者集体所有，中央和各级地方政府是自然资源产权的人，地方政府在一定程度上负有使用、保护的权利和义务，因此，地方政府作为产权主体人进入到生态补偿中。横向生态补偿的主体相比纵向生态补偿的主体更为明确和清晰，能够较好地确定政府之间的生态服务关系。因此，当生态效益外溢涉及的地区政府主体较多时，可由纵向生态补偿来实现，而对于有限受益地区的生态资源，应该主要由受益地区政府来承担。
2. 补偿客体的差异。生态补偿的客体就是指生态补偿主体的权利和义务所指向的对象，即应该对哪种生态资源进行补偿。在我国现行生态补偿相关法规制度中，涉及到的生态补偿客体包括森林、湿地、草原、流域、海洋、耕地、矿产和区域等。其中，对区域的生态补偿是为了提高生态受损地区和重要生态功能区的生态修复、保护和维护能力，所包括的生态资源可以划分到其他类型中，如张家口市和乌兰察布市的京津风沙源治理工程中，主要涉及到森林、草地和流域等。
不同补偿客体的主要生态补偿方式存在差异。以市场补偿方式为主的生态资源主要是矿产、耕地和海洋，对草原、森林、湿地主要是纵向生态补偿方式，流域则包括纵向和横向两种生态补偿方式。我国的森林、草原、湿地的生态效益补偿由国家财政设立专门的补助费用或者补贴费用，向保护自然生态的个体发放，从而鼓励他们采取措施保护所利用土地上的自然资源。流域生态补偿发展较为迅速，以政府补偿为主，包括纵向和横向两种方式。河南、河北、山东、山西、辽宁、陕西、四川等省市主要采取纵向方式，江苏太湖流域、湖北省汉江流域、长沙市境内河流采取横向方式。也有部分地区同时采取纵向和横向方式，如贵州省的红枫湖流域和清水江流域地区政府的生态补偿资金既涉及上下游地方政府，省政府也在生态补偿金中占有一定比例。福建省建立了流域下游地区对上游森林生态效益的纵向生态补偿机制。
3. 补偿标准的差异。生态补偿标准的确定主要根据生态保护者的直接投入成本、生态保护者的机会成本、生态受益者的获利和生态系统服务的价值。但由于生态资源的价值属性和空间属性决定了不同生态资源的生态效益存在差异，而且位于不同地区的主体对同一生态资源的生态效益价值认定存在差异性，我国东西部地区之间在提供生态服务的成本投入上存在着巨大的差距，西部地区的投入远高于东部地区。确定生态补偿标准的方法可考虑支付意愿法、机会成本法、费用分析法、水资源价值法等方法核定补偿额度。以矿产、耕地和海洋为主要补偿对象的市场补偿主要是用于生态资源恢复，是直接投入成本，因而补偿标准较低。政府补偿由于其资金来源主要是财政资金，补偿标准相对较为稳定。由中央政府主导的纵向生态转移支付，为了体现各区域之间的公平，容易导致生态补偿标准单一，补偿标准偏低的情况。如退耕还林补偿全国仅分南方和北方两个补偿标准，在2009年国家级公益森林生态效益林补偿中国有的与集体和个人的补偿标准分别为每年每亩5元和10元，远低于林地所产生的经济效益。由地方政府主导的生态补偿标准则要高于中央政府，如2010年北京市新的补偿标准范围扩大到1 010.95万亩山区生态公益林，补偿标准为40元/年・亩，远高于国家标准。横向生态补偿一般都是在相关主体范围内的“俱乐部产品”，因而能够较好的内化生态系统服务的外部性，因此补偿标准较高。政府生态补偿标准除了与生态效益相关外，政府财政收入水平也直接影响生态补偿的标准，进一步影响到生态补偿能否实施和生态补偿的效果。如河南省2010年出台的水环境生态补偿标准为化学需氧量每吨2 500元，氨氮每吨10 000元，2007年江苏省出台的环境资源区域补偿标准中化学需氧量、氨氮、总磷分别为每吨1.5万元、10万元、10万元，远高于河南省的标准。其原因既与两地的财政收入差异相关，也因为两地分别采取的是纵向补偿和横向补偿，河南省的补偿资金要先上缴省财政然后再划拨，而江苏省则是直接在上下游地区政府之间补偿，效率更高。
4. 补偿措施的差异。根据生态补偿的运行机制，可以将补偿措施分为输入和输出两部分，输入部分是指生态受益主体或者生态破坏主体缴纳生态补偿的过程，输出部分是指生态补偿向生态受损主体输出的过程。输入部分的生态补偿措施主要是税费征收和财政扣缴。目前，我国仅有部分税费政策间接地体现出生态保护价值，主要包括生态税、生态补偿收费和生态保证金三大类。生态税主要有资源税、城镇土地使用税、耕地占用税等。生态补偿收费主要分为三类：一是对生态环境破坏者负外部性矫正的惩罚性收费，主要是排污费；二是对资源有偿使用收费，如水资源费、砂石资源费、耕地开垦费、矿产资源补偿费；三是对生态维持、恢复、重建成本以及环境保护成本正外部性补偿征收的费用，如森林植被恢复费、林地补偿费、草原植被恢复费、土地复垦费、城市污水处理费等。财政扣缴主要用于水环境生态补偿中，当上游地区水质未达标准时需要向上级政府或者下游地区政府扣缴生态补偿金。生态补偿的输出过程的补偿措施主要是转移支付和基金项目支出。在草原、森林和湿地等纵向生态转移支付中，主要由中央政府设立草原生态保护补助奖励资金、森林生态效益补偿基金、湿地保护补助资金。北京的山区生态林补偿资金由乡镇财政以直补的方式发给管护人员。
5. 补偿效率的差异。从生态补偿的效率来看，实现生态补偿目的最优的选择是采用市场机制。但是我国生态资源的产权属性界定并不完善，导致无法充分发挥市场补偿的优势。运用政府补偿进行生态补偿的主要缺点在于体制不灵活，难以照顾到千差万别的生态环境问题。以纵向生态补偿为主的转移支付方式支出责任的边界模糊，不能很好的体现地区之间的生态服务关系，引起资金的浪费和低效使用。对于区域间生态利益协调问题，纵向生态补偿方式只能解决一小部分，力度和范围都非常有限。从实践来看，以横向生态补偿方式来协调那些生态关系密切的相邻区域间或流域内上、下游地区之间的利益冲突更直接有效。
四、 结论
生态补偿是生态环境保护和生态文明建设中重要的实践手段。生态资源的产权、价值、空间和时间属性决定了生态资源并不能完全通过市场自发形成有效的市场从而实现生态资源的可持续发展和实现生态服务系统的价值。从产权方面来说，大部分生态资源的产权都具有准公共物品的特性，市场机制无法实现其帕累托最优状态，生态资源供给无法得到有效激励。从价值角度来说，生态资源的产品价值和生态系统服务价值之间价值差距较大，而且生态系统服务价值量化困难，从而导致生态资源供需之间存在矛盾。从空间角度来说，在不同层级和地域之间，生态资源都存在依存性，而且生态资源在不同空间的存在都不具有可替代性，但是不同地区的主体对生态资源的价值认识差异性较大。从时间角度来说，生态资源发挥生态效益的时间周期长，并且需要长时间的不断投入。不同的生态补偿方式在补偿主体、客体、标准、措施和效率之间都存在差异，根据不同生态资源之间的属性差异，适用于不同的生态补偿方式。在主要的生态资源产品中，森林、草原和湿地主要适用于纵向政府补偿方式，海洋和矿产主要适用于市场补偿，流域主要适用于横向生态补偿。
要实现生态补偿的目的，首先，要充分认识到生态补偿在生态环境保护、主体功能区建设和生态文明建设的重要意义，特别是在全面建成小康社会进程中，脱贫和环境保护是其中的短板，在生态环境重要但生态脆弱地区，如何通过生态补偿方式来保护环境，将一部分农民从依靠破坏生态环境来生存的生活方式中转移出来，通过生态补偿脱贫一批贫困群众，通过生态补偿分摊其市民化的部分成本；其次，要根据生态资源的产权、价值、空间和时间属性，选择合适的生态补偿方式，合理推进不同资源的生态补偿进度；再次，在生态补偿实践过程中，必须充分利用市场补偿、横向政府补偿和纵向政府补偿等多种不同的生态补偿方式，提高生态补偿效率；最后，我国目前政府主导下的生态补偿机制，要逐步过渡到以市场为主导的生态补偿方式中，实现生态补偿资金多种来源渠道，引入市场竞争机制并推广实践。
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基金项目：2015年教育部人文社会科学研究青年基金项目（项目号：15YJC790019）；2015年中央在京高校重大成果转化项目（项目号：2015010017）。
退耕还林土地征收补偿标准范文第4篇
关键词：生态补偿机制；构建；塔里木盆地
作者简介：蒲春玲（1961-），女，陕西省霍州市人，新疆农业大学经济管理学院教授、博士生导师、院长、管理学博士，研究方向：土地经济理论与政策研究、区域经济等。
中图分类号：F321.1文献标识码：A文章编号：1672-3309（2008）04-0005-04
塔里木盆地处于干旱、脆弱、相对封闭的自然环境中，是我国最大的封闭性内陆盆地。这里属于典型的干旱盆地生态环境脆弱带, 在景观上属高大山区与平原的过渡地带，既有绿洲与沙漠的交错，又有农牧的交错，在水平地带变化的基础上叠加的垂直地带变化，自然环境呈现出复杂的多样性。区域的独特性造就了其生态维系上的重要性。加之该区域又是少数民族世代居住区，宗教习俗的特定性、生活习惯的特殊性决定了这些少数民族具有不可移民性，更突出了区域经济本身维系以及区域生态环境补偿的重要性与紧迫性。
一、塔里木盆地土地资源利用生态补偿现状
近年来国家和自治区将加强塔里木盆地生态环境保护与支持区域经济社会发展紧密结合，启动了一系列塔里木河流域综合治理项目，并在生态环境保护重点领域及推行资源的有偿使用方面制定了相关政策，适时制定并颁布实施了《新疆维吾尔自治区塔里木河流域水资源管理条例》、《新疆维吾尔自治区塔里木河流域近期综合治理项目建设资金管理办法》、《新疆塔里木河流域综合治理工程建设用地若干规定》等一系列地方性法规，开征了水资源费，实施了排污收费制度等。目前塔里木盆地生态环境保护与建设已初见成效，但在建立土地资源生态补偿机制方面仍存在不少障碍。
二、塔里木盆地建立土地资源利用生态补偿机制存在的障碍
（一）立法障碍
我国目前制定的有关对资源开发利用补偿方面的法律法规存在缺陷，给在塔里木盆地资源开发利用中进行补偿实施带来障碍。例如：《环境保护法》偏重于污染防治，却没有考虑对生态环境保护行为所带来的正外部性进行补偿。此外，自然资源保护单行法对生态环境保护的力度不够，其资源有偿使用原则并未体现资源生态效益价值；有些资源保护法未将维护生态平衡作为其立法目的；资源保护法律的有些规定不利于生态环境保护等。
（二）技术障碍
对塔里木盆地资源与环境的补偿目前难以做到准确量化，这主要源于在技术实施层面存在很大难度。例如：征收生态补偿税需要准确确定税率，发放补贴需要确定补贴率，而税率和补贴率的确定都面临技术难题。生态补偿数额的确定应以生态破坏造成的损失量和生态建设或恢复的效益量为标准，而目前我国生态损益的数量化技术、生态影响的定量评估技术等均尚未充分开发、建立和普及。
（三）观念障碍
环塔里木盆地地区经济社会发展相对滞后，公众的环境意识还比较差，“资源无价”的错误观念还未根除，广大民众对生态补偿知之甚少，给塔里木盆地生态补偿工作的开展带来了巨大阻力。生态补偿是一项社会性工作，应更多地依靠社会力量，并制定相关的制度作为依据和保障。
（四）管理体制障碍
在我国现有的管理体制下，针对资源与环境补偿，排污收费、排污权交易等由环保部门执行，矿产资源补偿费、土地损失补偿费等由各个产业部门收取管理，城镇土地使用税、耕地占用税、资源税及其他有益于环境的财政税收政策由综合管理部门执行。计划、经贸、财政、林业、国土、银行等部门对生态补偿都有自己的一套程序和方法，各部门各行其是，难以达成共识，这样会妨碍在塔里木盆地实行土地资源利用补偿的集中管理，难以取得显著与长远成效。
（五）融资障碍
当前阻碍塔里木盆地生态建设金融资金投入的主要因素有：一是环塔里木盆地地区整体经济发展水平低、储蓄率低，缺乏健全的内在“造血”功能；二是由于资金的逐利性和制度缺陷，大量资金流向东部，且城市“抽血”农村现象突出；三是该地区资本市场发育程度低，投融资体制严重扭曲，环保型企业、生态产业难以获得融资支持。
三、塔里木盆地土地资源利用生态补偿体系的构建
为了有效保护塔里木盆地及周边耗竭性资源及脆弱的生态环境，有必要统筹规划，从资源、流域、产业（部门）、区域等不同角度、各个方面来构建塔里木盆地土地资源利用生态补偿体系（具体见图1）。
四、塔里木盆地土地资源利用生态补偿机制的路径选择
（一）进一步完善土地资源开发生态补偿的有关法律法规
在已有法律条款基础上，针对矿产资源开采、利用过程中所造成的矿区环境污染、矿区生态系统的破坏和矿产资源的浪费等问题，建立符合我国国情的生态补偿法律法规体系和技术标准体系，以法律的手段明确和规范矿产资源生态环境补偿机制。同时，进一步加大生态保护执法力度，并进行必要的行政干预和强制，切实为土地资源的合理利用、生态环境的有效保护提供可靠保证。
（二）建立资源开发补偿和资源开发补偿保证金制度
一是科学确定矿产资源生态补偿的标准。国家应综合运用宏观调控体系，结合市场对资源配置的导向作用，适时将以前制定的各种标准如矿产资源生态补偿费、采矿权使用费等的征收标准予以提高，使矿产资源生态补偿获得更多的补偿资金。
二是明确矿产资源生态补偿资金的筹措方式。要广开渠道，积极筹措稳定的矿产资源生态补偿资金。第一，国家财政专项支出是矿产资源生态补偿资金来源的重要渠道。在编制国家年度预算时，在国家和地方财政预算中要建立矿产资源生态补偿财政资金。国家可通过国债资金的带动作用来引导生态补偿资金的增加，执行科学合理的财政转移支付制度。第二，矿产资源补偿费和矿产资源税的征收也是生态补偿资金的重要来源。适当调整这些专项征收税费的标准，将之主要应用于矿产资源的生态补偿，可以使补偿资金更加充裕。第三，建立和实施矿产资源生态补偿金制度。矿山企业进行矿产资源开采可以实行复垦抵押金制度，未能完成复垦计划的，其押金将被用于资助第三方进行复垦。第四，建立矿产资源生态补偿基金。生态补偿基金应该由政府拨出一笔专项资金，除优化原有支出项目和新增财力充实以外，还可以通过各种形式的资助及援助，逐步构建以政府财政为主导，社会捐助、市场运作为辅助的生态补偿基金来源。
三是整合矿产资源生态补偿方式。矿产资源生态补偿应该建立政府、地方区域和行业多层次的补偿系统，实行政府主导、市场运作的多样化生态补偿方式。首先，应该强化国家财政的生态补偿方式。在国家财政转移支付项目中，可以适当增加生态补偿项目，特别是对西部矿产资源生态退化严重区域的恢复等，并且积极建立激励矿产资源生态补偿的财政补贴制度。其次，要建立矿产资源生态的区际补偿方式。确立生态的区际补偿可以解决区际间不平衡的问题，实现各个地域的协调发展。第三，要完善矿产资源生态的市场补偿方式。积极运用市场化运作，探索资源交易、生态建设配额交易等生态补偿方式。
（三）完善资源环境价格体系，建立市场资源价格形成机制
首先，应科学评估塔里木盆地的土地资源尤其是油气、金属矿产、煤炭等资源的价值，这既是把土地资源作为一种要素投入到生产中、参与生产时界定土地资源价值的重要依据，又是土地所有者根据所投入的资源参与利润分配、承担资源补偿份额的重要依据。
其次，当土地作为一种投资进入到生产中参与利益分配时，土地使用产生的相关后果应由土地提供者和使用者共同承担。把提供者和使用者捆绑成一个整体，把各种外部的问题内部化，有利于土地资源的利用和补偿。
再次，就塔里木盆地土地资源尤其是油气、金属矿产、煤炭等资源的提供者而言，需要外来的资金和技术开发利用资源。这就使得资源的提供者和使用者不是同一个主体，并且资源提供者对拥有资金和技术的资源使用者具有很大的依赖性。在这场可以使双方的情况都变得更好的交易中，显然资源提供者处于相对弱势，国家应该利用各种政策确保土地提供者的切实利益，维护整个社会的安定团结。
（四）完善并创新财税政策
首先，要建立和完善矿产资源开发利用补偿机制。为了维护资源不可再生的矿业社会再生产的连续进行，政府应对公益性、基础性地质勘查、危机矿山找矿以及煤矿安全生产等实施补偿性援助。同时，制定与国际接轨的，科学、公平、合理、完整的矿产资源产业税费体系。
其次，完善财税等配套政策。要调整资源税政策，提高资源税征收标准，保证国家作为资源所有者的合理收益。研究将资源税由从量征收改为从价征收，或者改为按占有资源量征收。要利用税收政策，合理控制我国资源产品的出口。要提高各种涉及环境保护的税、费征收标准，实现环境成本内部化。择机出台燃油税，促进节约用油，体现多使用者多交税的原则。
第三，国家应抓紧建立统一的生态环境资源税，解决生态环境保护效益无偿使用的现状。建议在现有税收基础上增设生态专项税种。除国家和地方财政投资外，建议采取一定形式，建立由社会各界、受益各方参加的多元化、多层次、多渠道的生态环境补偿基金投融资体系。
（五）构建生态环境补偿机制
第一，建立激励生态建设的财政转移支付制度。在目前财政转移支付项目中增设生态补偿科目，支持生态保护补助、生态保护能力建设、自然保护区建设、公益林补助、生态移民安置等。同时，将生态环境保护作为经常性预算科目，建立稳定的资金来源、顺畅的支付渠道和完善的监督管理体系。
第二，将生态环境补偿机制中的生态保护工程建设列为国家和地方政府财政转移支付的重要支持对象。塔河上游、源头地区的天然林保护和退耕还林还草工程对全国的生态安全至关重要，应成为国家财政进行生态补偿的重点地区。
第三，建立塔里木河流域水资源生态补偿机制。流域是天然的区域单元，水环境保护是流域管理的主要内容之一。塔里木河流域上下游保护与受益脱节的现象日益凸现，仅依靠水环境功能区划，难以体现流域水资源保护的公平，需要采取必要的补偿机制。建立流域水权交易政策，通过界定水资源的使用权，引入水权交易政策来调节水的使用，使水资源富裕的地区由于向其它地方输送符合一定标准的水而得到经济补偿，从而能为水资源的保护筹集资金。
第四，完善生态公益林补偿制度。根据塔里木盆地的实际情况，进一步完善生态公益林补偿制度：①提高补偿标准；②分级分类补偿，制定生态公益林的质量等级评估办法和重要性分析办法，对不同等级不同重要程度的生态公益林制定不同的补贴标准；③简化管理程序，降低管理成本，可以在生态公益林的总预算方案中留出一定的管理费比例，严格控制补偿经费截留的行为，将补偿费用按照合同直接付给合同责任人，并进行严格的监督；④筹措资金，逐步将重要生态公益林林区收归国有等。
第五，增加耕地资源保护和补贴力度。耕地具有多种生态功能，除了生物供养之外，还承担着调蓄地表径流、削减面源污染、促进水体净化和美化景观等多种重要生态功能，保护耕地不仅仅是保护粮食安全，也是维护区域生态系统稳定的重要举措，目前耕地占用补偿标准过低，应该得到支持和补偿。
第六，建立和完善塔里木盆地自然保护区建设补偿制度。政府牵头成立统一的管理委员会，协调各地方政府和林业、国土、水利、环保等部门，将自然保护区的监测和科研工作纳入保护区工作经费预算，从财政资金中予以保障，提高自然保护区的管护能力。对保护区内原居民进行补偿，筹集经费对原居民的集体林场、山野、园地、农田等进行租赁或收购，用经济手段改变保护区内原住民的生产生活方式，使之适应保护区工作的需要。鼓励保护区和旅游部门或公司合作，将旅游收入的一部分用于自然保护区的建设补偿等。
（六）尽快建立和完善“绿色GDP核算”制度，揭示生态环境补偿机制的价值基础
自然生态环境资源、效益的量化、货币化核算直接关系到“绿色GDP核算”制度的可行性、操作性，是实施生态补偿的核心技术，国家应该加快自然生态环境资源、效益的量化技术、货币化技术的科学研究。“绿色GDP”就是从传统意义上的GDP中扣除不属于真正财富积累的虚假部分，即生产活动给环境资源造成损失的那部分成本。这种新的核算体系，可以使生态环境补偿机制的经济性得到显现，能够更确切地说明经济增长与社会发展的数量与质量的对应关系，从而有助于实现经济建设与生态保护双赢，提高全国，特别是上游和源头地区的环保意识和建立生态环境补偿机制的积极性。
参考文献：
［1］ 蒲春玲.新疆土地资源优化配置与区域经济可持续发展研究［M］.北京：中国大地出版社，2005.
［2］ 蒲春玲等主编.资源与环境经济学［M］.新疆：新疆人民出版社，2002.
退耕还林土地征收补偿标准范文第5篇
作者简介：魏楚，博士生，主要研究方向为生态建设学环境保护。
*国家社科基金项目（编号：08AJY031，10CJY002）；教育部人文社科项目（编号：09YJC790246）。
（浙江理工大学经济管理学院，浙江 杭州 310018）
摘要 生态补偿标准的测算一直是理论界的研究重点，本文对相关文献进行综述，将现有的研究方法划分为费用分析法、机会成本法、支付意愿法和水资源价值法等，分别评述了各种方法的特点、优劣以及在我国流域生态补偿研究应用中的主要结论，在此基础上，基于污染权角度，采用机会成本法和水资源价值法，构建了一个基于计量经济学的流域生态补偿标准测算模型，其核心在于强调了流域上下游居民均有适当的“污染权”，即便在上游地区达标排放的前提下，由于下游地区对水质的较高要求，借助行政手段对上游地区采取了较强的环境管制，在缺乏足够生态补偿的情况下，上游地区由于环境管制而放弃了部分“污染权”，也即是其为了更高的环境标准而放弃的机会成本，这部分机会成本可以视作下游需要向上游支付的生态补偿金额。以浙江飞云江流域为例，利用该模型测算出下游温州市每年应向上游文成县提供3.24亿元的生态补偿，用于购买文成县为保护温州市“大水缸”所放弃的污染权。
关键词 污染权；流域生态补偿；机会成本
中图分类号 F062.2文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2011）06-0135-07doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.06.022
流域生态补偿已成为国内外学术研究及政策实践的重点领域之一［1］。国外最具代表性的流域生态补偿项目是由世界银行发起，旨在改善拉丁美洲流域水环境的环境服务支付项目（Payments for Environmental Services）［2］；在美国，流域生态补偿实践的典型代表是纽约市为了获得清洁的城市供水，通过投资的方式来购买上游Catskills流域的生态环境服务［3］。欧洲比较成功的流域生态补偿实践则是贯穿德国与捷克的易北河，为改善流域水质，处于中下游的德国在易北河流域建立了国家公园和自然保护区，并将本国征收的排污费经环保部对上游捷克进行经济补偿，用于建设流域上、下游交界城市的污水处理厂［4］。当前国内对流域生态补偿的研究主要集中在生态补偿理论内涵、类型模式、主客体关系和补偿机制等方面，对流域生态补偿标准的量化研究较少［5-6］，而生态补偿标准的确定恰恰是生态补偿研究的难点和关键［7-8］。本文将对现有的流域生态补偿标准研究进行综述和归纳，在此基础上提出一种基于计量经济模型的补偿标准模型，并以浙江飞云江流域为例，对温州―文成间生态补偿金额进行测算，并与其他方法计算结果进行比较。
本文结构安排如下，第二部分对现有文献研究方法进行综述和评价；第三部分在环境库兹涅兹曲线基础上，提出一个基于环境污染权的流域生态补偿标准模型；第四部分以浙江飞云江流域为例，测算下游温州市应向上游文成县支付的生态补偿金额，并利用其它计算方法进行比较；最后是结论部分。
1 研究方法评述
当前大多数流域生态补偿标准测算的依据是基于投入和效益两个角度进行的［1, 9-10］。其中基于投入角度测算方法主要核算上游地区对于流域生态建设与生态保护的各项投入，以及由此而导致发展受限制的损失，与此相对应的研究方法包括费用分析法和机会成本法；基于收益角度测算方法主要估算流域生态保护所带来的外部效益，以及增加的生态服务价值，主要采用支付意愿法及生态服务价值法。此外，还有基于交易角度水资源价值法，主要测算水资源在假定的市场交易条件下的交易额。
1.1 费用分析法
费用分析法主要是从流域上游生态建设与环境保护所付出的成本角度进行测算，是较常用的计算方法。一般考虑直接成本和间接成本，其中直接成本包括工程建设成本、退耕还林建设成本、水土流失治理成本、生态污染防治投入等；间接成本包括水源涵养区发展节水的投入、生态移民投入、部分产业发展受限的损失等。由于生态建设与生态保护的收益是由上、下游地区共享的，因此需要对流域生态建设与生态保护的费用进行分摊，一般采取上下游取水比重、断面水质等系数进行修正，从而计算出总费用中应由下游承担的部分，也即是下游向上游补偿的部分。
具体到实际应用中，不同的研究对于直接成本和间接成本包含的项目有较大差异，同时对如何设定上、下游分担比重也受限于数据可得性。如胡熠、李建建以闽江流域为例，对上游南平市在2003-2005年间生态建设的直接成本和间接成本进行了测算，并根据上下游地区取水比重、生态支付意愿和支付能力确定了福州与南平对生态建设成本的分担比重［11］；刘玉龙等人以新安江流域为例，对2000-2004年间上游地区生态建设与生态保护的直接成本与间接成本进行了计算，并按照上、下游水量分摊系数、水质修正系数和效益修正系数，测算出新安江下游应向上游支付相应生态建设与保护投入5.26亿元［12］；钟华等人对渭源县生态保护的直接成本和间接成本进行了计算，在考虑受水区取水系数和排污分配系数后，测算出2005年甘肃、宁夏和陕西共应向渭源县支付3.88亿元生态补偿费用［13］；蔡邦成等人测算出南水北调东线水源地保护区一期生态建设工程建设总成本为1.46亿元/年，按照生态服务价值收益比例来确定不同区域对生态建设成本的分担比重，并由此测算出外部区域对建设区域每年补偿标准为1.11亿元［14］。
费用分析法较为直观，但计算中涉及数据多，结果受限于数据可得性与精确性，此外，对于费用分担系数的设定存在一定主观性。
1.2 机会成本法
机会成本法是指水源保护区为保护整个流域的生态环境所放弃的经济收入和发展机会等［15］。机会成本法测算的基本要素是确定合适的载体［16］，即以该载体为基础，定量计算出进行生态保护和不进行生态保护状况下的利润差值，也即是生态保护的机会成本。常见的载体包括劳动力、土地、森林等［17］。目前研究主要集中在土地利用上，如蔡邦成等在测算南水北调东线水源地保护一期生态建设工程的机会成本时，选择以土地为载体，根据建设前后土地利用类型的面积以及相关用地单位面积产值，估算出工业用地和农业用地由于转换为生态用地，产生的机会成本为1.46亿元/年［14］；但更多的研究则往往包括了多种载体，如毛占锋，王亚平运用机会成本法在对水源地安康的研究中，以耕地为载体，测算了因为退耕还林工程带来的经济作物损失为1.23亿元/年，此外还考虑了因产业结构调整带来的工业损失和因为涵养水源导致的渔业损失，三者共计6.31亿元/年［18］。
此外，部分学者将水源保护区与参照地区的收入差距作为保护区的机会成本进行计算［5］，利用该方法计算的成本并不能完全反映出由于生态建设与保护所带来的机会成本，因为地区间的经济差距除了生态建设与生态保护以外，还可能受地理区位、资源禀赋、人力资源水平等诸多因素影响，将人均收入水平差异全部归结为流域生态建设与生态保护有失偏颇［19］。
机会成本是生态保护者放弃的机会，目前可计算的是基于载体的某一用途所带来的直接损失，对于间接的损失，如放弃的发展工业等则无法测算，因此计算出来的仅仅是机会成本的一部分。
1.3 支付意愿法
支付意愿法（Willingness to pay, WTP）是对消费者进行直接调查和询问，了解消费者的对于改善或保护环境的支付意愿，其中由Ciriacy-Wantrup提出的条件价值法（contingent valuation method, CVM）被大量应用于非市场化物品的价值评估［20］。
根据支付意愿法获得的数据能够得出生态补偿者所愿意支付的最大值，在现实应用中，其计算方法一般利用实地调查获得的各类受水区最大支付意愿乘以该地区人口数。如毛占锋，王亚平以安康为例，运用支付意愿法计算出南水北调中线工程受水区人均支付意愿为11.68元/年，并由此测算出受水区向水源地提供4.14亿元/年的生态补偿金额［18］。
尽管支付意愿法获得的数据在理论上最接近边际外部成本数值，但是由于调查中可能存在的信息不对称，被调查者提供的支付意愿同真实意愿可能存在偏误，往往需要进行大样本问卷调查来消除各种误差。
1.4 水资源价值法
该方法思路是基于水资源可以进行市场化交易的前提，此时可以根据上游供给下游的水资源数量及水质高低，设定交易的价格以及交易的方向――如果是优质好水，下游向上游购买，否则是劣质污水，上游则需要向下游赔偿。我国相关的实践包括浙江东阳和义乌在2001年签订的水权协议、嘉兴市秀洲区的排污权交易等［21］。
水资源价值法的计算方法为：总水量乘以水价，其中水量可以直接测度，水价格一般可参照污水处理成本或者相似水资源市场交易价格，此外，还可以乘以水质修正系数来确定最终的补偿金额。如毛占锋，王亚平对安康的研究中，根据南水北调中线工程的调配水量，根据不同用水类型设定水价，并设定水质系数，测算出安康可获得的补偿总额为5.93亿元/年［18］。王嵘等人以南水北调东线水源地扬州为例，估算出扬州市2008年为削减COD排放的成本为1.6亿元/年［22］。
水资源价值法基于可交易的市场品价格，对水资源或水污染价值进行评价，方法简单易行，但是水质修正系数的设定主观影响因素较多。
此外，在机会成本法、支付意愿法等方法的基础上，还发展出了生态服务功能价值法，它是一种综合生态经济学和环境经济学的综合方法。其核心思想是估算出生态系统服务功能的价值，并且利用估算出的价值进一步确定出生态补偿的标准［15］。如蔡邦成等对水源地不同的生态系统服务功能，如气体调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理与净化、生物多样性保护、食物生产、原材料、娱乐文化等进行综合评价，测算出南水北调东线水源地保护一期生态建设工程能为本地带来0.83亿元/年的生态服务价值，并为下游区域和全国其他区域带来2.13亿元/年的生态服务价值，也即是“外溢的正外部性”［14］。生态服务功能的价值可能有一定高估，甚至超过同期人类社会生产总值［15］，因此往往借助某一调整系数来测算可以接受的生态补偿标准［23］，但调整系数的确定往往带有主观性，结论偏差较大，因此一般将生态系统服务功能价值作为生态补偿的上限，现实中该方法应用最少［15］。
综上所述，不同的生态补偿标准测算方法选择的角度和参照载体不同，均存在一定缺陷，目前该领域仍缺乏统一的理论和方法体系。本文与现有文献的差异体现在：将从污染权角度出发，基于机会成本法和水资源价值法，测度出水源保护地由于生态建设和环境保护所损失的污染权利的市场价值。
2 基本思路与模型
2.1 基本思路
假定流域上、下游分别为甲地和乙地，如果甲地不是流域的水源保护地，那么甲地可以同其他地区一样发展工业，并在环境容量范围内排放相应的废弃物。如果甲地成为流域的水源保护地，那么必须严格控制污染排放的权利来保证供给下游的水质。同气候变化谈判中涉及到的CO2排放权即是发展权一样［24］，污水排放权也是发展权，甲地为保证水质必须关停部分污水排放企业，或者付出更高的成本对污水进行处理后排放，甚至还丧失了部分生活污染权，如上游库区生态移民等。因此甲地丧失的这部分排污权即是由于乙地对水源保护要求所导致的，也即是下游需要向上游购买和补偿的污染权。
可以用一个简单的图来说明：在图1中，区域I表明该地区实施了严格的环境管制（如生态保护区的水质约束），那么区域I的经济发展到A点时，由于受到环境约束而受限，可能产生停滞甚至下滑；区域II中属于适度发展区间，由于没有环境约束，而且在正常的环境容量范围内，因此经济可以继续向上增长至B点；区域III则是突破了
环境容量的阈值，经济可能会继续增长，但是按照库兹涅兹曲线，在达到顶点C之后，污染会随着经济增长而下降，即出现拐点。
根据对排污权的理解，可以认为正常环境容量与环境约束之间的差值，即图中的AD即是该地区损失掉的排污权，为了测度排污权的价值，需要确定两个值：一是损失的排污权，或者说为了保护水质而减少的污染排放量；二是排污权的价格，也即是每一单位污染物所可能带来的产出值。
2.2 基本模型
由于污染权即是发展权，因此首先确定污染物与经济发展水平之间的函数关系式。设定人均GDP（rGDP）与人均污染量（rWater）之间存在函数关系：
rWaterf （rGDP）（1）
其次依据函数关系计算出每一年的“理论”人均污染量，也即是处于正常发展状态下，与该经济发展水平相对应的污染权：
rWater*t f （rGDPt）（2）
上游地区在环境管制状态下实际产生的人均污染水平rWatert是已知的，因此每年上游地区由于生态保护和生态建设所丧失的污染权为：
rWatertrWater*t-rWatert（3）
当年该地区总的损失的污染排放权为：
Qwater,tPOPt*rWatert（4）
由于大多数污染物无法通过市场进行交易的，因此污染物价格确定仍是学术界探讨的难题，但是可以通过间接的方法对污染物价格P进行估算（譬如选择单位污水带来的工业总产值、单位污水的GDP产出，或是污水的处理成本），一旦确定污染排放权价格后，也就确定了上游损失的污染排放权的价值，也即是下游需要向上游购买和补偿的部分：
VP*Qwater, tP*POPt *（rWater*t-rWatert）（5）
3 实证测算
3.1 背景介绍
珊溪水库位于浙江省温州市境内的飞云江干流中游河段，由珊溪水库工程和赵山渡引水工程组成。其中珊溪水库坝址控制流域面积1 529 km2，占全流域面积3 252 km2的47%。坝址多年平均年径流量18亿m3，总库容18亿m3，电站装机容量20万kW。每年可向温州市提供13.4亿m3清水，年可引水量7.3亿m3，可供温瑞平原、洞头县及飞云江以南沿海地区的平阳市、苍南县等地区，供水区内受益人口500万人，因此也被誉为温州的“大水缸”。
为了建设珊溪水库、保护珊溪水库的水环境，库区尤其是文成县作出了巨大牺牲，全县移民人数13 749人，淹没耕地4 834亩，林地13 158亩，自身可开发的水电资源、砂石资源和飞云江漂流资源完全丧失，环境保护压力加大，更重要的是文成县在工业、农业、养殖业、旅游业以及房地产业等方面均严重受阻。
由于缺少相应的生态补偿机制，流域上下游之间经济发展水平与环境治理水平形成了巨大的剪刀差，“经济小县”承担着“生态大县”的角色。2009年文成县人均国民生产总值为8 988元/人，处于全温州地区最落后的位置，最高的温州龙湾区达到了63 342元/人，为文成的7倍；但与此同时，由于受温州市行政管辖，文成县除了遵守国家环境标准外，还要为了保护温州“大水缸”的水质而遵守更为严格的环境管制，文成县在财政收入极为紧张的情况下，不得不投入巨大资金用于生态保护， 2010年文成县城镇生活污水集中处理率为70%，高于温州市区62%的水平，飞云江干流水质保持II类标准（上述数据均来自文成县环境保护“十一五”规划，wencheng.省略/zwpd/zw_tszf/fzgh/20090304/16627_1.htm）。尽管从2008年开始温州市出台了《温州市人民政府关于建设生态补偿机制的意见》、《温州市生态补偿专项资金使用管理暂行办法》等相关文件和办法，并下拨不少于3 500万元的生态补偿专项资金，但对文成县而言仍然是杯水车薪。
3.2 模型选择
为保证样本数量，选择了温州地区的12个县（市，区）为研究对象（包括：温州市区、鹿城区、龙湾区、瓯海区、瑞安市、乐清市、洞头县、永嘉县、平阳县、苍南县、文成县和泰顺县），时间区间为2002-2007年（主要是由于在统计年鉴中，各地区的污染物数据从2002年才正式），这样就获得了12个截面单位6年间的平衡面板数据（panel data），共有72个样本点，较多的样本点能够保证计量模型估计的准确度。
变量rGDP代表各地区的人均GDP水平，数据来源于《温州市统计年鉴》（2003-2008年），以1990年不变价格进行计算，单位为元/人。变量rWater代表各地区的人均工业废水污染量，数据来源于《温州市统计年鉴》（2003-2008年），单位为吨/人。
根据EKC假设，人均GDP（rGDP）与人均污染量（rWater）之间存在以下关系：
rWaterβ0+β1*rGDP+β2*（rGDP）2（6）
由于存在倒U形关系，因此应满足:β2＜0且β1＞0 。
此外，根据沈满洪等人的研究发现，我国有些地区可能并不存在EKC的倒U形曲线，而是可能是N形曲线关系［25］。因此为了找出最能拟合实际样本点分布的曲线形态，还设定了不同的函数形式。
设定的线性关系式为
rWaterλ0+λ1*rGDP（7）
当符合线性关系时，显然有λ1＞0，即人均工业污水排放量随着人均GDP水平增加而递增。
设定的三次多项式为
rWaterδ0+δ1*rGDP+δ2*（rGDP）2+δ3*（rGDP）3（8）
如果符合N形曲线关系，则应该有δ1 、δ3＞0 且δ2＜0。
对于面板数据的估计有多种方法，根据Hausman检验，需要用固定效应模型（Fixed Effect）来进行参数估计，对模型（6）（7）（8）的估计结果见表1。
从表1可以看出，对模型（6）的估计中，二次项并非负数，显然不满足EKC关于倒U形的假设；但是在三次多项式的回归结果中，各参数的符号均符合预期，此外模型（8）的估计结果中R2系数最高，因此在三个模型中可以认为最能拟合实际样本点的是N型曲线的三次多项式模型。
3.3 污染权计算
一旦确定了温州市所有地区的经济发展水平与污染物之间的函数关系，就可以对文成县的排污量进行测算，以2005年各地区经济水平同人均工业废水排放之间的散点图为例，见图2。
在图2中，圆形散点表示各地区的位置，方框代表的是文成县，即低经济水平和低人均污染量，但是根据温州市的所有地区来看，其平均的经济水平与人均污染之间应
表1 对计量模型的估计结果
Tab.1 Result of econometric model
体现在拟合的N形曲线上， 对于文成而言，如果保持其经济水平不变，在全温州范围来看，其平均的人均污染水平应该是处在曲线上的三角形位置，因此两者之间的人均污染量的差即为损失的人均污染权（从图2可以发现，处于拟合曲线下方的地区同平均趋势曲线相比，属于污染“少排”，而处于拟合曲线上方的地区则属于过度排放）。
由于函数关系已经确定，根据式（2）可以计算出各年的“理论”人均污染量，与温州全市平均水平以及文成实际排放水平的比较如图3所示。
从图3可以看出，文成的理论人均工业废水排放量为2.89-5.46t/人，而实际的人均工业废水排放量仅为其理论排放量的11-31%， 有70%以上的人均污染权没有使用，如果按照与经济发展水平相对应的污染水平来计算，文成在2002-2007年中损失总的工业废水排放权达到677万t，平均每年少排放112万t工业废水。
此外，文成的实际人均排放量仅为温州全市平均水平的1/20左右，而且在温州全市人均工业废水排放量递增的趋势下，反而出现文成的人均工业废水排放水平逐年递减的趋势。对于经济发展尚未跨过环境库兹涅茨曲线转折点的文成来讲，污染权即是生存权，也是百姓的发展权，
在没有足够的相关政策配套的情况下，通过种种强制手段抑制文成的经济发展，人为压制污染指标的走低，这无疑是剥夺了上游地区人民发展经济、提高生活水平的正常权利。
3.4 污染价格
由于工业废水排放主要是工业企业在生产经营中所产生的，因此排放的废水数量越多，相应的国内生产总值也越高。当然随着技术进步和科技发展，每吨工业废水所产生的生产总值会越来越高。根据历年统计数据，可以计算出温州市全市范围内平均工业废水生产率，这可以视作是工业废水的基本价格指数（此处没有选择以工业废水平均处理成本作为污染物价格，主要原因在于，废水处理成本价格是基于建设与治理成本角度，而本文则是基于机会成本角度，即如果没有水源地水质管制要求，那么这部分实际放弃的废水排放权是可以排放的，由此可以产生更高的工业产值），由于不同地区的水资源禀赋、涉水产业和产业技术水平存在较大差异，为保证结论的稳健，因此选择各年份废水生产率最低的值作为工业废水的参考价格。
3.5 主要结果
一旦确定损失的污染权数量，以及污染物的价格信息后，根据式（5）就可以测算由于丧失污染权所导致的经济成本―也即是通过计算“放弃的污染权”乘以“污染物参考价格”得到相应的机会成本。
根据表2的计算结果可以看出，从2002年开始，文成由于需要保证水质而放弃的工业污水数量在70-178万t之间，即便按照当年工业废水的最低产值计算，每年因此而导致的产出损失为2.47-4.49亿元。2002-2007年，文成县因为水质保护要求放弃了677.2万t工业废水污染（正如审稿人提到的，“污染补偿首先必须在符合环境排放标准的前提下来探讨”，也即是如果排放了这些估算的工业废水，是否仍然能够达到国家标准？这主要是由于缺乏适当的假设参照物，即如果文成县并非归属温州市行政管辖，那么文成县不受温州市环保局单独为其制定的断面水质环境标准限制，但采用何种新标准却难以在现实中找到参照对象。此外，考虑到图3中，由于经济发展水平滞后，文成县即便达到了理论人均排放量，也仍然远低于温州市人均排放量，因此我们仍然假定这部分由于额外环境管制所导致的排污权损失即为全部的生态补偿金额）， 由此导致潜在产出损失至少19.46亿元，平均每年3.24亿元。
为保证结论的稳健型，还采取了水权交易方法对生态补偿金额进行了验证，分别考虑水资源交易金额、相应土地补偿和发电收益分担，结果表明2002-2008年，温州市应累计向文成提供13.36亿元水权费用。此外，国内一些相关研究与本课题研究结论较为一致。如《关于要求建立
表2 按照排污权法测算的机会成本（2002-2007）
Tab.2 Opportunity cost based on pollution-rights
from 2002 to 2007
东江源区域生态资源补偿机制的报告》中，测算出东江源地区为向珠三角安全供水，2000-2006年间产业发展受限，经济损失为24.8亿元，年均损失3.7亿元；又如沈满洪等人运用机会成本法和土地损耗测算法，计算出淳安作为水源保护地，每年应获得生态补偿资金为2.1-4.6亿元［19］。本文的结论同其他研究结论在数量级上较为接近，说明结果较为稳健。
4 结 论
本文从污染权角度出发，用机会成本法和水资源价值法，构建了一个流域生态保护补偿标准的模型，并以浙江飞云江流域珊溪水库为例，测算了上游文成县为保护下游温州市的“大水缸”所放弃的机会成本，并利用其它计算方法和相关研究结论进行检验。由于本文设定的计量模型是基于数据驱动的，因此其形式具有较高的可靠性，而且模型具有一定的可扩展性，如本文探讨了流域上游生态敏感区因为环境标准限制所放弃的机会成本，可以采用同样方法测算流域下游地区由于较宽松的环境标准所导致的侵占收益，并由此可以确定不同区域之间对于流域上游地区的补偿分担比重，当然对于污染物价格的设定存在一定主观性，这也是未来有待改进和继续深入研究的地方。
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An Econometric-based Model of Basin Ecological Compensation
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WEI Chu SHEN Man-hong
（School of Economics and Management, Zhejiang University of Technology,Hangzhou Zhejiang 310018,China）
