二、生态补偿客体分析
外部性具有外延的可扩散性，内涵的可计量性。外延的可扩散性是指经生态产品所产生的外部效应具有分解和放大作用。分解是指自然的吸收与化解作用;放大是指负外部性剂量超出自然净化能力后所产生的加速现象或正外部性在对其他经济主体在其生产经营过程中所产生的传递与累积作用。内涵的可计量性是指经济行为主体可以准确计量其限制负外部性所付出的成本和费用或提供正外部性所产生的机会成本的增加。生态服务供给的机会成本及其产生的外部利益作用方式来看，生态服务外部性同样具有外延的可扩散性与内涵的可计量性。生态服务外部利益本身具有多样性，且相互交叉重叠，并通过传递和累积作用，使其所产生的外部利益难以进行准确计量。相反，提供生态服务所产生的机会成本的增加则可进行较为准确可靠的计算。以此为基础结合劳动价值理论对生态补偿客体的应有利益进行分析，得出补偿量的构成。
生态补偿的客体就是以提供生态效益为服务内容的提供者。补偿则是相对于损失而言的，受限制地区的生态建设对生态服务的提供者有多方面的影响。
第一，提供生态服务有投入成本，由于部分生态服务的使用是非排他性的或非竞争性的，这部分成本不能在市场上交换，在市场上体现不出其自身价值，因为收不回投入成本，而造成生态服务的无偿使用和经营者经济利益的损失。
从生态服务经营者资金流转图1可以看出，生态服务经营者的投入成本，一部分是通过生态产品在市场上交换而收回，另一部分则是以生态服务的区域性消费者和作为全民代表的中央政府支付补偿费的形式回收的。由政治经济学理论可知，企业要维持简单再生产需要在一个生产周期结束后，返回到经营者手中的资金数额要包括生态服务经营者的个别劳动中的c、v和m三大部分，也就是说既要包括用于生态建设的生产资料价值c和劳动者在必要劳动时间内创造的价值v，又要包括劳动者在剩余劳动时间内所创造的价值m。[5]这些部分的补偿必须给予完全补偿，否则就只能使这些有益于全社会的生态建设事业趋向萎缩，进而导致生态环境与社会经济效益的日益恶化。
第二，由于土地利用方式的改变造成的机会成本损失，如退耕还林还草等改变土地利用方式的生态重建措施的实施造成直接的经济损失，如粮食减产，收入减少等，受益地区应当提供相应的经济补偿。因此，生态建设地区的生态服务经营者至少应得到这两部分补偿，即生态建设费用补偿和土地利用方式改变导致的机会成本损失补偿。
三、补偿主体分析
生态效益补偿的主体就是生态服务的受益者，对于得到生态服务的受益方来讲由于生态产品的公共物品属性的影响，并不热衷于从市场中购买生态服务，而是多采取搭便车的方式无偿使用生态服务。这样就要求建立相应补偿机制来向享受这部分生态服务的受益者征收生态补偿费用，然而怎样合理的征收补偿费用呢?由于生态补偿涉及面广，需要发挥政府和市场两方面的作用，政府在生态补偿中要发挥主导作用，如制定生态补偿政策、提供补偿资金、加强对生态补偿政策的监督管理等。同时，在市场经济体制下实施生态补偿还需要发挥市场的力量，通过市场的力量来推进生态补偿制度。[6]以物品是否为公共物品作为划分标准，判别和划分不同的受益对象，再结合受益程度对受益者征收相应的补偿费用。
公共产品是指那种既不可能也无必要对其消费加以排他的产品，或者说，具有非排他性与非竞争性的产品。公共产品是相对于私人产品而言的。根据公共产品的特性，排他性的使用或者消费的共同性是区别私益物品和公共物品的两个定义性标准。[7]公共物品可分为纯粹公共物品和非纯公共物品，纯粹公共物品完全满足非竞争性与非排他性两个特性，生态服务的有些功能是属于纯粹公共物品，如吸收二氧化碳、释放氧气等。纯公共物品由于不存在价格信号，因而无法通过市场机制进行资源配置，因而需要国家进行配置;然而非纯公共物品并不严格满足这两个特性，如有些非纯公共物品具有部分非排他性或排他的成本很高，而且在达到某一消费数量后就具有竞争性，如水资源的利用等。生态服务的部分功能具有公共物品的特征，但其消费具有地域性或集团性，所以这类公共物品准确的说应该属于准公共物品或俱乐部物品。准公共物品可以在某些范围内按受益者负担的原则制定价格。
四、生态服务功能划分
人类从20世纪70年代就开始了对生态系统服务及其价值的研究。1977年Westman提出了“自然的服务”(nature’sservices)概念及其价值评估问题[8]，只是由于地球生态系统提供的服务绝大部分价值难以准确计量以及缺乏相应的价值评估理论与方法体系而进展缓慢。1997年Daily及Constanzaetal.的'工作，将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿，并取得了显著进展。
Constanzaetal.综合了国际上已经出版的用各种不同方法对生态系统服务价值的评估研究结果，将全球生物圈分为16个生态系统类型，并将生态系统服务分为17种类型，在世界上最先开展了对全球生物圈生态系统服务价值的估算，这是目前最有影响的对生态系统服务价值的研究结果。20世纪90年代末以来，国外有关生态系统服务的概念、生态效益的价值理论及评估方法等开始引入国内。然而这种价值衡量结果显示，生态系统服务价值近似于国民生产总值，甚至大于国民生产总值，因此以生态系统服务价值作为补偿标准很不合理。本文用生态价值测算结果作为生态服务受益大小的衡量，这样可以减少对生态价值衡量方法不同产生的争论和疑义，使生态价值作为生态建设费用补偿的工具。
由生态服务功能分类表(表1)中可以看出各种生态服务功能价值是不同的，按公共物品属性划分的各类别的生态服务价值比例也有很大差距，由小到大依次为涵养水源(占总价值1.66%)营养固定(占总价值1.98%)固定CO2(占总价值4.73%)有机物利用(占总价值9.60%)释放氧(占总价值17.36%)净化大气(占总价值30.44%)土壤侵蚀(占总价值34.78%)。其中私人物品总价值1.894×1012元/a，占总价值11.58%;准公共物品10.851×1012元/a，占总价值66.32%;纯公共物品总价值3.613×1012元/a，占总价值22.09%。因此，由准公共物品属性而受益的局部地区负担的生态服务功能占主要部分，其次是纯公共物品属性的生态功能，这部分由中央政府作为受益群体的代表来支付补偿。
私人物品价值的实现是要依靠市场的，如果产品不能够进入市场则产品价值是不能够实现，因此如果生态建设者负担相应比例的建设成本，却不能够使产品在市场中得以实现，那么必然造成建设成本弥补不足问题。所以这里将建设成本全部由准公共物品与纯公共物品受益者分担，私人物品作为发展权利让渡给生态建设者(尤其是市场开发水平底的地区)。因此由表1可知，有公共物品属性的服务价值为14.464×1012元/a，其中准公共物品价值占75.02%，即由受益地方分担的比例。纯公共物品价值占24.98%，即由国家分担的比例。五、补偿模式设想
目前，世界各国生态效益补偿所采用模式主要有公共支付体系，企业或区域之间的自主协议，市场交易体系三种。国内学者张涛(2003)认为，生态价值的研究多数以衡量出生态服务价值的具体数值为目标，试图以此作为生态补偿的标准，补偿生态服务供给者。然而生态服务价值的衡量结果往往与GDP相当，以此来补偿显然不够合理。本文利用前人的研究成果，以不同生态服务功能的公共物品属性为划分标准，以各个类型的服务价值为基础，按照单项生态服务价值占总价值的比例，分担生态建设所产生的各种费用。
1.对于补偿量的核算需要深入细致研究。应建立科学合理的指标体系，不仅需要考虑生产成本、机会成本，还应当考虑经济发展差异、社会发展差异，合理分配所增加的社会福利，共享发展成果。但至少不应低于所能取得的机会成本，如果核算结果偏小，则影响政策实施效果，受补偿者满意度低，甚至抵触政策实施。[9]
2.需要降低交易成本提高效率。对补偿主体的征收方式及对补偿客体的补偿方式进行设计，如何降低交易成本，提高效率是关键。
3.对于生态功能的公共物品属性需要合理划分。需要根据不同生态功能的具体影响范围进行具体量化研究，从而合理确定受益对象及受益数量，真正实现受益者支付的原则。
4.对公平性标准需要进行符合社会发展的标准。这里的补偿模式中生态建设目标选择的是保障基本生产生活的需要，对于追求更高生态享受的目标可以适当加大生态面积，降低生态产量系数。
5.模式中系数的确定需要更为专业，更为详实的研究，总的来讲这里仅讨论一种大致的思想，深入系统的研究还需要更多时间。
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