论文部分内容阅读
摘要 流域上、下游间环境保护成本和收益的区域错配问题严重影响我国流域整体发展的公平与效率，下游地区对上游地区给予适当的经济补偿已成为解决流域区域间经济发展失衡、实现流域水资源可持续发展的重要手段。文章首先构建基于能值拓展的流域生态外溢价值计量模型，从能量投入和能级转化的角度，以能值的形式反映流域客观存在的社会、经济和生态的功能服务价值，利用能值分析法测算流域生态系统服务能值与水足迹法确定流域自身消费的生态能值，通过比较流域生态系统服务能值和流域生态能值自身消费情况，判断流域的生态盈亏状态，并进一步利用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，得到相对客观和稳健的补偿标准。然后以渭河流域上游为例，测算得到2013年渭河流域上游的生态外溢能值为1.16×1022sej，可知流域上游在扣除自身消费的生态能值后还为流域下游提供生态服务，处于生态盈余的状态。为激励上游地区加大流域生态环境保护力度，同时也为实现区域发展的公平与效率和流域水资源的可持续发展，下游地区应对上游地区支付水资源生态环境补偿，根据能值-货币比率得到上游应获得16.31亿元的补偿金额，并根据水资源可利用量进一步分配，得到定西市和天水市应分别获得7.50亿元和8.81亿元的补偿金额。基于该研究结果，建议通过扩大对流域上游地区的转移支付、完善水资源市场构建、健全流域生态补偿立法等政策提高上游地方政府的生态保护努力水平，优化水资源配置，实现流域整体的可持续发展。
关键词 能值分析；水足迹；流域生态外溢价值；流域生态补偿
中图分类号 F205
文献标识码 A
文章编号 1002-2104（2016）11-0069-07
doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.11.009
随着我国社会经济的高速发展，水资源过度开发、水环境污染、水资源短缺等问题频发，水生态环境问题逐渐成为制约我国经济发展的瓶颈。为保护水生态环境和实现人水和谐，国家先后出台相关法律法规，如2012年1月，国务院发布的《关于实行最严格水资源管理制度的意见》中，明确提出水资源开发利用控制红线、用水效率控制红线、水功能区限制纳污红线三条红线；2016年5月，国务院办公厅发布的《关于健全生态保护补偿机制的意见》中针对水资源保护明确提出，到2020年实现水流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，跨流域补偿试点示范取得明显进展。流域作为提供人类可使用淡水资源的最大来源，其水生态环境保护及水资源问题受到越来越多的关注。
流域通常具有跨越多个行政区域的属性，流域上、下游地区间为实现自身利益的最大化，常常围绕水资源的开采、分配和利用发生利益冲突，导致跨行政区域的水生态环境污染和破坏问题加剧。流域上游为保护水生态环境和保证水质，需要付出高昂的环境保护成本，而流域下游在无偿享有上游提供的良好生态环境的同时还不断发展社会经济，这必将导致流域上下游区域间的矛盾。为保证流域整体发展的公平与效率，下游地区给予上游地区适当的经济补偿已成为解决我国流域经济发展失衡、实现流域水资源可持续发展的重要手段。
1 文献回顾
如何开展流域生态补偿已引起国内外学者的广泛关注。国外学者的研究主要集中在典型流域的补偿方式确定和补偿标准测算上[1-3]，国内学者的研究主要集中在流域生态补偿模式探讨和标准测算上[4-6]，鲜有学者从供给与消费的视角研究流域生态补偿。伏润民和缪小林认为基于供给与消费的视角，若生态环境供给主体在剔除自身消费后，还可向其他地区提供其剩余生态价值，也即某地区的生态系统服务价值扣除该地区自身消费的生态价值后还存在剩余，那么该地区就存在正的生态外溢价值，理应获得补偿，生态外溢价值的数值即为补偿标准[7]。
国内外鲜有学者测算生态外溢价值，大多数研究都是围绕生态服务价值评估展开，但尚未形成统一的评估方法。Costanza等[8]对生态系统服务价值的定量评估起到了划时代的作用，将生态系统服务价值的研究推向高潮。此后國内学者开始广泛定量评估生态系统服务价值，主要采用市场化评估法、显示偏好法和状态偏好法三类方法[9]，其中市场化评估法包括市场价值法、机会成本法、生产成本法、收入因子法等方法，如肖强等采用市场价值法和生产成本法定量评估重庆市森林生态系统服务功能价值，得到总生态服务价值为2 579.91亿元[10]。虽然这类方法的估值相对准确，但容易受到市场不完全和政府干预导致市场价格扭曲的影响，还容易出现重复估算的问题。显示偏好法包括旅行成本法和内涵价格法，如杨怀宇等利用旅行成本法评估池塘养殖的娱乐休憩服务价值，得到总娱乐价值为1.90亿元[11]。但这类方法对消费者行为有严格的假定，评估结果对选用的统计方法非常敏感。状态偏好法包括条件价值法和选择实验法，其中又以条件价值法的应用最为广泛和成熟，如俞玥与何秉宇采用条件价值法对新疆天池湿地的生态服务功能非使用价值进行估算，得到新疆天池湿地每年可提供0.52亿元的生态服务功能非使用价值[12]。但这类方法从调查实施到结果处理的过程中容易产生误差。
一些学者认为能值分析法可以改进或弥补上述测算方法存在的价值判断标准差异的不足[7]，该方法由美国著名生态学家Odum创立，他提出以能值为基准，利用能量守恒定律将生态系统中不同质量、不同种类和不可比较的能量转换为同一标准的能值进行比较分析[13]。由于能值分析法采用一致的能值标准，使生态系统中的物质流、货币流和能量流具有可加性和可比性，是测算生态服务价值的一种有效方法[14]。该方法被广泛应用于生态系统服务价值的测算，如席宏正和康文星应用能值分析法估算洞庭湖湿地的生态服务功能价值，发现洞庭湖湿地每年约可提供2 599.55亿元的生态服务价值[15]；李丽锋等将该方法应用于评价盘锦双台河口湿地生态系统服务功能价值，得到供给服务价值、调解服务价值、文化服务价值分别为116.65亿元、890.65亿元和12.21亿元，总生态服务价值为1 019.51亿元[16]。但能值分析法测算得到的生态服务价值并不等同于生态外溢价值，其测算的是一个地区的总生态系统服务价值，没有考虑本地区自身消费的生态价值。 因此，本文在能值分析法的基础上构建拓展的能值模型测算流域生态外溢价值，将能值分析法与水足迹法有效结合，通过利用能值分析法测算流域生态系统服务能值，有效避免简单列举生态服务功能存在的局限性，并利用水足迹法确定并剔除流域自身消费的生态能值，得到流域的生态外溢能值，判断流域的生态盈亏状态，进一步利用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，得到公平与客观的补偿标准。
2 流域生态外溢价值测算：拓展的能值模型构建
在测算流域生态外溢价值过程中，要充分体现生态补偿的依据合理、方法科学和客观可比等原则，具体表现为：一、以现有的相关政策和文献为依据，认为流域生态外溢价值是在流域生态系统服务能值扣减自身消费的生态能值进而得到生态外溢能值的基础上，根据能值-货币比率转换而得；二、科学的方法是测算生态外溢价值的核心，选取的能值模型和水足迹模型可科学测算流域生态外溢价值；三、流域生态外溢价值要具有客观性和可比性，从能量投入和能级转化的角度，以能值的形式反映流域客观存在的社会、经济和生态的功能服务价值，避免忽视或遗漏流域生态系统功能导致的不可比较。基于以上原则，构建拓展的能值模型测算流域生态外溢价值①，以此作为对流域开展生态补偿的依据，详见式（1）。
式中，i=1，2分别代表流域上游区域和下游区域，Vi代表各区域的生态外溢价值，λi代表各区域的能值-货币比率②，OEi代表各区域的生态外溢能值，FEi代表各区域的生态系统服务能值，CEi代表各区域自身消费的生态能值。当OEi>0时，说明该区域在扣除自身对生态能值的消费后还为其他区域提供生态服务，处于生态盈余的状态，应获得生态补偿资金，获取的金额为Vi；反之，当OEi≤0时，说明该区域的生态服务能值不足以或正好弥补自身对生态服务的消费，处于生态亏欠或生态平衡状态，应支付生态补偿资金，支付的金额为Vi。
2.1 流域生态系统服务能值：能值分析法
流域生态系统服务能值是流域生态系统为人类社会提供各种服务的能值体现，本文采用能值分析法进行测算。利用能值分析法测算流域生态系统服务能值，需要考虑流域生态系统的环境投入能量和人类投入能量，其中环境投入能量包括太阳能、雨水化学能、雨水势能和表土层损失能，人类投入能量包括林业建设、水土流失治理和工业废水治理。通过能量循环和能级转换为太阳能能值，为流域生态系统的社会生产和经济发展提供服务，以此体现流域生态系统的服务能值。根据能值分析的原理，构建基于能值分析的生态系统服务能值模型，详见式（2）。
式中，j=1，2，3，4分别代表流域生态系统自然环境投入的太阳能、雨水化学能、雨水势能和表土层损失能，FBij代表流域自然环境各类投入的相应能量，FKj代表流域各类投入的能值转化率，k=1，2，3代表流域生态系统人类投入的林业建设、水土流失治理和工业废水治理，FLk代表人类各类投入的相应能量，具体指标参数见表1。
2.2 流域生态能值自身消费：水足迹模型
流域生态外溢能值是由流域生态系统服务能值扣减自身消费的生态能值所得到，本文采用水足迹模型测算流域水资源消费系数，将其作用于流域生态系统服务能值，得到流域自身消费的生态能值。水足迹理论最早由Hoekstra[18]在Allan[19]虚拟水研究的基础上提出，认为水足迹是指某个已知人口的国家或地区在一定时间内消耗的所有产品与服务所需要的水资源数量，它从消费的角度反应一个国家、一个地区或者一个人真实占用水资源的情况。水足迹理论将水资源相关问题与人类社会经济活动联系起来，反映人类对流域生态系统的消费程度。
构建基于水足迹的生态能值自身消费模型，通过将流域水资源需求（水足迹）和水资源供给（水资源可利用量）相比较得到生态服务消费系数，定量评价人类对水生态系统的利用程度，将其作用于流域生态系统服务能值，得到自身消费的流域生态能值，详見式（3）。
CEi=FEi×WDiWSi（3）
式中，WDi代表流域水资源需求，即水足迹，WSi代表流域水资源供给，即水资源可利用量。
2.2.1 水资源需求测算
人类通常通过消费由水资源提供的产品和服务等间接方式进行水资源消费，这些产品和服务在生产过程中所消耗的水资源即为虚拟水[20]。虚拟水以“看不见”的形式蕴含在产品和服务中，由于人类生活直接利用的实体水资源量一般较少，因此产品形式的虚拟水消费是水足迹的主要组成部分[21]。水足迹需求的计算公式见式（4）。
WDi=CVWi+AVWi+RWi+ENVi+NVWIi（4）
式中，CVWi代表农业产品消费的虚拟水含量，AVWi代表工业产品消费的虚拟水含量，RWi代表居民生活用水量，ENVi代表生态环境用水量，NVWIi代表净进口虚拟水含量（在实际应用中，由于净进口虚拟水含量的计算困难和需水量较小，计算过程中可忽略不计）。
其中，农业产品消费的虚拟水含量是目前虚拟水计算的最重要部分，主要包括农作物产品的虚拟水含量测算和动物产品的虚拟水含量测算。
（1）农作物产品虚拟水含量测算。农作物的类型、灌溉条件、生长区域及管理方式等决定了农作物产品生产需要的水资源，因此农作物产品的虚拟水含量通常只是特点地点下的一种估算。假设农作物自身包含的水分忽略不计，农作物实际需水量即为其在生长期间的累积蒸发蒸腾所消耗的水资源量，农作物产品的虚拟水含量通常采用世界粮农组织推荐的标准彭曼公式进行计算[18]，见式（5）。
ETc=Kc×ET0（5）
式中，ETc代表农作物产品c的虚拟水含量，Kc代表农作物系数，用以修正实际农作物与参考农作物间生理及物理特征的差异，ET0代表参考农作物蒸发蒸腾消耗的水资源量。
（2）动物产品虚拟水含量测算。动物产品的虚拟水含量依赖于动物类型、动物成长的自然环境和动物的饲养结构，其计算公式见式（6）。 WC=WCF+WCD+WCS+WCP（6）
式中，WC代表動物产品的虚拟水含量，WCF代表动物成长和加工饲料需水量，WCD代表动物饮用水量，WCS代表清洁圈舍等服务需水量，WCP代表产品加工需水量。
2.2.2 水资源供给测算
水资源供给是指一个地区在统筹考虑生产、生活和生态用水基础上的水资源可利用最大水量，包括地表水可利用量和地下水可利用量。水资源供给的计算公式见式（7）。
WSi=Wai+Wbi-Wci（7）
式中，Wai代表地表水资源可利用量，Wbi代表地下水资源可利用量，Wci代表地表水和地下水之间的重复量。
3 渭河流域上游生态外溢价值实证测算
3.1 背景描述
渭河流域发源于甘肃省渭源县的鸟鼠山，由陕西省潼关汇入黄河。渭河全长818 km，流域流经甘肃、宁夏、陕西三省区，分为上、中、下游三段，其中宝鸡峡以上为上游，宝鸡峡至咸阳为中游，咸阳至入黄口为下游。渭河流域总面积达134 766 km2，其中甘肃占44.1%、宁夏占5.8%、陕西占50.1%。渭河流域是“关中-天水经济区”发展的基础性水源，水资源对于干旱地区的“关中-天水经济区”显得尤为重要，但随着流域社会经济快速发展，渭河流域出现了水资源短缺、水污染加剧和水土流失治理缓慢等生态环境恶化问题，已严重制约渭河流域的可持续发展。
由于我国生态补偿机制的不完善，使渭河流域上游保护生态环境和发展区域经济的矛盾日益严重，虽然流域中下游（陕西的西安、宝鸡、咸阳、渭南和杨凌示范区）联合流域上游（甘肃天水、定西）针对甘肃省提供的水质状况签订生态补偿协议，提出流域中下游对上游天水市和定西市各补偿300万元、总计600万元的补偿方案，专项用于支持流域上游水污染治理工程、水质监测能力提升和水源地生态建设工程项目，但根据调研组对陕西省水利厅的调研，发现此金额远无法满足流域上游为保护生态环境所付出成本的补偿。
3.2 实证测算
根据构建的能值拓展模型测算渭河流域上游生态外溢价值所需指标，从《甘肃发展年鉴2014》《中国环境统计年鉴2014》《2013年甘肃省水资源公报》、FAO的CLIMATE数据库和CROP数据库等相关统计资料中获取相关数据，对2013年渭河流域上游的生态外溢价值进行实证测算。
3.2.1 生态系统服务能值测算
由于流域生态系统各类投入转化形成太阳能能值的函数关系已确定，根据式（2）可测算得到渭河流域上游的生态系统服务能值。2013年渭河流域上游的生态系统服务能值为2.07×1022sej，其中自然环境投入和人类投入通过能量循环和转换形成分别形成太阳能1.16×1022sej和0.91×1022sej，为渭河流域上游的社会发展和居民生活提供服务，具体如表2所示。
3.2.2 生态能值自身消费测算
渭河流域上游地区包括甘肃省的定西市和天水市，由公式（3）可知上游地区水资源消费系数为上游水足迹与水资源可利用量的比值。根据渭河流域上游地区的实际情况和数据的可得性，从以下4个方面测算渭河流域上游地区的水足迹：①农业用水量，包括农作物产品生产用水量和动物产品生产用水量；②工业用水量，主要包括工业生产、建筑等用水量；③居民生活用水量，包括居民日常做饭、洗衣等用水量；④生态环境用水量，包括灌溉绿植、清洁环境卫生等用水量。
单位产品虚拟水含量的确定是测算流域上游地区水足迹的关键。由于工业产品种类纷杂，且虚拟水实际消耗的水量较小，因此常常忽略不计工业产品的虚拟水含量，只计算工业产品的实际用水量[22]。农业是世界上最大的水资源利用部门，用水量占全球总用水量的比例高达80%，各类农产品实际蕴含了大量的虚拟水[19]。单位产品虚拟水含量的计算一般采用世界粮农组织（FAO）推荐的标准彭曼公式和CROPWAT模型获得[18]，单位产品虚拟水含量与产品消费量的乘积为虚拟水量[23，24]。渭河流域上游地区2013年的水足迹结果见表3。
由表3可知，2013年渭河流域上游地区的水足迹为31.17亿m3，同时根据《2013年甘肃省水资源公报》可计算得到上游地区的水资源可利用量为71.20亿m3（定西市32.53亿m3，天水市38.67亿m3）。得到渭河流域上游的水资源消费系数为0.44，将其作用于流域生态系统服务能值，得到2013年渭河流域上游自身消费的生态能值为0.91×1022sej。
3.2.3 生态外溢价值测算
根据渭河流域上游的生态系统服务能值和生态能值自身消费的测算结果，将其带入公式（1），计算得到2013年渭河流域上游的生态外溢能值为1.16×1022sej，可知上游在扣除自身消费的生态能值后还为下游提供生态服务，处于生态盈余的状态，理应获得补偿。
采用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，以定西市的能值-货币比率4.41×1013sej/US$计算[25]，得到生态外溢价值为2.63亿美元，由《2014中国统计年鉴》可知美元兑人民币汇率为6.20，因此2013年渭河流域上游的生态外溢价值为16.31亿元。进一步确定上游各市应获得的补偿量，一般根据水资源可利用量进行分摊[24]，得到定西市应获得补偿7.50亿元，天水市应获得补偿8.81亿元，具体如表4所示。
4 结论与政策建议
本文将能值分析法与水足迹法有效结合，构建一个基于能值拓展的流域生态外溢价值补偿模型，以渭河流域上游为例，根据能值分析法和水足迹法计算得到的生态系统服务能值和生态能值自身消费判断上游地区的生态盈亏状态。结果表明，渭河流域上游地区呈生态盈余状态，在扣除自身消费的生态能值后还为下游地区提供生态服务。为激励上游地区加大流域生态环境保护力度，同时也为实现区域发展的公平与效率和流域水资源的可持续发展，下游地区应对上游地区支付水资源生态环境补偿。然后采用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，得到上游地区应获得的补偿金额，并根据水资源可利用量，进一步分配上游各市应获得的补偿金额。本文构建的拓展的能值模型利用能值分析法测算流域生态系统服务能值与利用水足迹法确定并剔除流域自身消费的生态能值，从能量投入和能级转化的角度，以能值的形式反映流域客观存在的社会、经济和生态的功能服务价值，避免忽视或遗漏流域生态系统功能导致的不可比较，得到相对客观和稳健的补偿标准，该方法对流域生态外溢价值补偿研究具有一定的实用性和可行性。 基于上述结论，本文提出以下政策建议：
首先，擴大对流域上游地区的转移支付。流域上游地区的经济发展水平往往落后于下游地区，而中央对水源地水环境保护的重视又进一步限制了当地政府的财政税收。因此，一方面中央政府应加大对流域上游地区的财政转移支付，提高上游地区的财政收入水平，另一方面下游地区无偿享有上游地区提供的生态外溢价值，应提供横向转移支付分摊上游流域生态环境保护成本。2016年5月，《关于健全生态保护补偿机制的意见》中明确提出在江河源头区以及具有重要饮用水源或重要生态功能的湖泊，全面开展生态保护补偿，适当提高补偿标准。通过扩大中央政府的纵向转移支付和流域地方政府间的横向转移支付提高流域上游地区的一般性均等化财政水平，提高上游地区地方政府的生态保护努力水平。
其次，完善水资源市场构建。构建反应市场供求和水资源稀缺程度的水资源市场，明确水资源产权。2015年9月，《生态文明体制改革总体方案》中提出“推行水权交易制度，合理划定和分配水权，探索地区间、流域间、流域上、下游等水权交易方法。研究制定水权交易管理措施，明确可交易水权的范围和类型、交易主体和期限、交易价格形成机制、交易平台运作规则等。开展水权交易平台建设。”在保证水资源为国家所有的前提下，构建有序的环境产权市场开展水资源产品的交易，使水资源的价格机制在水资源市场上充分发挥作用，最终实现水资源的优化配置。
最后，健全流域生态补偿立法。虽然我国目前关于资源和环境保护的法律法规制定取得一定进展，但缺乏专门针对流域生态补偿立法的法律法规。流域生态补偿缺乏最基础的法律保障，使许多条款之间可能重叠、交叉，或由于只是原则性的规定，缺少具体的实施细则，使这些与流域生态补偿相关的法律条文失去可操作性。我国应尽快出台具有较强针对性的流域生态补偿法律法规，例如《流域生态补偿法》或《流域生态补偿条例》，保障流域上、下游间生态补偿的具体实施。
（编辑：于 杰）
参考文献（References）
[1]KOSOY N， MARTINEZ T M， MURADIAN R， et al. Payments for enviromental services in watersheds： insights from a comparative study of three cases in central America[J]. Ecological economics， 2007， 61： 446-455.
[2]KERSIN K Z， ANNA S. An economic assessment of the value of tropical river ecosystem services heterogeneous preferences among aboriginal and nonaboriginal Australians[J]. Ecological economics， 2010， 69：2417-2426.
[3]IBRAHIM N A. Using econometric analysis of willingnesstopay to investigate economic efficiency and equity of domestic water services in the West Bank[J]. The journal of socioeconomics， 2012，41：485-494.
[4]魏楚，沈满洪.基于污染权角度的流域生态补偿模型及应用[J].中国人口·资源与环境，2011，21（6）：135-141.[WEI Chu， SHEN Manhong. An econometricbased model of basin ecological compensation and application from the perspective of pollution rights [J]. China population， resources and environment， 2011， 21（6）： 135-141.]
[5]常亮，徐大伟，侯铁珊，等.流域生态补偿中的水资源准市场交易机制研究[J].工业技术经济，2012，230（12）：52-59.[CHANG Liang， XU Dawei， HOU Tieshan， et al. Study on water resources quasimarket trading mechanism of river basin ecological compensation[J].Journal of industrial technological economics， 2012，230（12）：52-59.]
[6]李国平，王奕淇，张文彬.南水北调中线工程生态补偿标准研究[J].资源科学，2015，37（10）：1902-1911.[LI Guoping， WANG Yiqi， ZHANG Wenbin. Study on southtonorth water transfer middle route project ecological compensation standard[J]. Resources science， 2015， 37（10）：1902-1911.]
[7]伏润民，缪小林.中国生态功能区财政转移支付制度体系重构——基于拓展的能值模型衡量的生态外溢价值[J].经济研究，2015，（3）：47-61.[FU Runmin， MIAO Xiaolin. A new financial transfer payment system in ecological function areas in China： based on the spillover ecological value measured by the expansion emergy analysis[J]. Economic research journal， 2015，（3）：47-61.] [8]COSTANZA R， D’ARGE R， DE GROOT R，et al. The value of the world’s ecosystem services and natural capital[J]. Nature， 1997（387）：253-260.
[9]李文華.生态系统服务功能价值评估的理论、方法与应用[M].北京：中国人民大学出版社，2008： 50-62.[LI Wenhua. Theory， method and application of ecological system service value assessment [M]. Beijing： Renmin University of China Press，2008： 50-62. ]
[10]肖强，肖洋，欧阳志云，等.重庆市森林生态系统服务功能价值评估[J].生态学报，2014，34（1）：216-223.[XIAO Qiang， XIAO Yang， OUYANG Zhiyun， et al.Value assessment of the function of the forest ecosystem services in Chongqing[J].Acta ecologica sinica， 2014，34（1）：216-223.]
[11]杨怀宇，李晟，杨正勇.池塘养殖生态系统服务价值评估——以上海市青浦区常规鱼类养殖为例 [J].资源科学，2011，33（3）：575-581.[YANG Huaiyu， LI Sheng， YANG Zhengyong. Valuation of pond aquaculture ecosystem services： a case study of common fish aquaculture in Qingpu， Shanghai[J]. Resources science，2011，33（3）：575-581.]
[12]俞玥，何秉宇.基于CVM的新疆天池湿地生态系统服务功能非使用价值评估[J].干旱区资源与环境，2012，26（12）：53-58.[YU Yue， HE Binyu. Estimation of the nontratable value of Xinjiang Tianchi wetland ecosystem service function based on the CVM[J].Journal of arid land resources and environment， 2012，26（12）：53-58.]
[13]Odum H T. Environmental accounting： emergy and environmental decision making[M]. New York： John Wiley， 1996： 192-206.
[14]刘淼，胡远满，常禹，等.基于能值理论的生态足迹方法改进[J].自然资源学报，2008，23（3）：447-457.[LIU Miao， HU Yuanman， CHANG Yu， et al. Modification of ecological footprint assessment based on emergy[J]. Journal of natural resources， 2008，23（3）：447-457.]
[15]席宏正，康文星.洞庭湖湿地资源能值—货币价值评价与分析[J].水利经济，2008，26（6）：37-40，44.[XI Hongzheng， KANG Wenxing. Evaluation and analysis of emergyemdollar value for wetland resources of Dongting Lake[J]. Journal of economics of water resources， 2008，26（6）：37-40.]
[16]李丽锋，惠淑荣，宋红丽，等.盘锦双台河口湿地生态系统服务功能能值价值评价[J].中国环境科学，2013，33（8）：1454-1458.[ LI Lifeng， HUI Shurong， SONG Hongli， et al. Evaluation of the services provided by the Shuangtai Estuary Wetland in Panjin based on emergy theory[J]. China environmental science， 2013，33（8）：1454-1458.]
[17]蓝盛芳，钦佩，陆宏芳.生态经济系统能值分析[M].北京：化学工业出版社，2002： 404-410.[LAN Shengfang， QIN Pei， LU Hongfang. Emergy analysis of economics ecosystems[M]. Beijing： Chemical Industry Press，2002： 404-410.]
[18]HOEKSTRA A Y. Virtual water trade：proceedings of the international expert meeting on virtual water trade（No. 12）[C]. Delft： IHE， 2003：13-23.
[19]ALLAN J A. Virtual water： a long term solution for water short middle eastern economies[D]. London： University of Leeds， 1997. [20]ALLAN J A. Fortunately there are substitutes for water： otherwise our hydropolitical futures would be impossible[R]. Londa： ODA， 1993： 12-26.
[21]GLEICK P H. The world’s water 2000-2001[M]. Washington DC： Island Press， 2000.
[22]马骏，王薇薇.基于水足迹的大樟溪流域生态补偿研究[J].水利经济，2015，33（3）：28-31.[MA Jun， WANG Weiwei. Ecological compensation of Dazhangxi Watershed based on water footprints[J]. Journal of economics of water resources， 2015，33（3）：28-31.]
[23]龙爱华，徐中民，张志强，等.甘肃省2000年水资源足迹的初步估算[J].资源科学，2005，27（3）：123-129.[LONG Aihua， XU Zhongmin， ZHANG Zhiqiang， et al. Primary estimation of water footprint of Gansu Province in 2000[J].Resources science， 2005，27（3）：123-129.]
[24]邵帅.基于水足迹模型的水资源补偿策略研究[J].科技进步与对策，2013，30（14）：116-119.[SHAO Shuai. A Study of water resources compensation strategy based on water footprint model[J]. Science & technology progress and policy， 2013，30（14）：116-119.]
[25]董晓佳.定西市農业生态经济系统能值分析[D].兰州：甘肃农业大学，2014.[DONG Xiaojia. Study on emergy analysis of Dingxi agriculture ecoeconomic systems[D]. Lanzhou：Gansu Agricultural University，2014.]
关键词 能值分析；水足迹；流域生态外溢价值；流域生态补偿
中图分类号 F205
文献标识码 A
文章编号 1002-2104（2016）11-0069-07
doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2016.11.009
随着我国社会经济的高速发展，水资源过度开发、水环境污染、水资源短缺等问题频发，水生态环境问题逐渐成为制约我国经济发展的瓶颈。为保护水生态环境和实现人水和谐，国家先后出台相关法律法规，如2012年1月，国务院发布的《关于实行最严格水资源管理制度的意见》中，明确提出水资源开发利用控制红线、用水效率控制红线、水功能区限制纳污红线三条红线；2016年5月，国务院办公厅发布的《关于健全生态保护补偿机制的意见》中针对水资源保护明确提出，到2020年实现水流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，跨流域补偿试点示范取得明显进展。流域作为提供人类可使用淡水资源的最大来源，其水生态环境保护及水资源问题受到越来越多的关注。
流域通常具有跨越多个行政区域的属性，流域上、下游地区间为实现自身利益的最大化，常常围绕水资源的开采、分配和利用发生利益冲突，导致跨行政区域的水生态环境污染和破坏问题加剧。流域上游为保护水生态环境和保证水质，需要付出高昂的环境保护成本，而流域下游在无偿享有上游提供的良好生态环境的同时还不断发展社会经济，这必将导致流域上下游区域间的矛盾。为保证流域整体发展的公平与效率，下游地区给予上游地区适当的经济补偿已成为解决我国流域经济发展失衡、实现流域水资源可持续发展的重要手段。
1 文献回顾
如何开展流域生态补偿已引起国内外学者的广泛关注。国外学者的研究主要集中在典型流域的补偿方式确定和补偿标准测算上[1-3]，国内学者的研究主要集中在流域生态补偿模式探讨和标准测算上[4-6]，鲜有学者从供给与消费的视角研究流域生态补偿。伏润民和缪小林认为基于供给与消费的视角，若生态环境供给主体在剔除自身消费后，还可向其他地区提供其剩余生态价值，也即某地区的生态系统服务价值扣除该地区自身消费的生态价值后还存在剩余，那么该地区就存在正的生态外溢价值，理应获得补偿，生态外溢价值的数值即为补偿标准[7]。
国内外鲜有学者测算生态外溢价值，大多数研究都是围绕生态服务价值评估展开，但尚未形成统一的评估方法。Costanza等[8]对生态系统服务价值的定量评估起到了划时代的作用，将生态系统服务价值的研究推向高潮。此后國内学者开始广泛定量评估生态系统服务价值，主要采用市场化评估法、显示偏好法和状态偏好法三类方法[9]，其中市场化评估法包括市场价值法、机会成本法、生产成本法、收入因子法等方法，如肖强等采用市场价值法和生产成本法定量评估重庆市森林生态系统服务功能价值，得到总生态服务价值为2 579.91亿元[10]。虽然这类方法的估值相对准确，但容易受到市场不完全和政府干预导致市场价格扭曲的影响，还容易出现重复估算的问题。显示偏好法包括旅行成本法和内涵价格法，如杨怀宇等利用旅行成本法评估池塘养殖的娱乐休憩服务价值，得到总娱乐价值为1.90亿元[11]。但这类方法对消费者行为有严格的假定，评估结果对选用的统计方法非常敏感。状态偏好法包括条件价值法和选择实验法，其中又以条件价值法的应用最为广泛和成熟，如俞玥与何秉宇采用条件价值法对新疆天池湿地的生态服务功能非使用价值进行估算，得到新疆天池湿地每年可提供0.52亿元的生态服务功能非使用价值[12]。但这类方法从调查实施到结果处理的过程中容易产生误差。
一些学者认为能值分析法可以改进或弥补上述测算方法存在的价值判断标准差异的不足[7]，该方法由美国著名生态学家Odum创立，他提出以能值为基准，利用能量守恒定律将生态系统中不同质量、不同种类和不可比较的能量转换为同一标准的能值进行比较分析[13]。由于能值分析法采用一致的能值标准，使生态系统中的物质流、货币流和能量流具有可加性和可比性，是测算生态服务价值的一种有效方法[14]。该方法被广泛应用于生态系统服务价值的测算，如席宏正和康文星应用能值分析法估算洞庭湖湿地的生态服务功能价值，发现洞庭湖湿地每年约可提供2 599.55亿元的生态服务价值[15]；李丽锋等将该方法应用于评价盘锦双台河口湿地生态系统服务功能价值，得到供给服务价值、调解服务价值、文化服务价值分别为116.65亿元、890.65亿元和12.21亿元，总生态服务价值为1 019.51亿元[16]。但能值分析法测算得到的生态服务价值并不等同于生态外溢价值，其测算的是一个地区的总生态系统服务价值，没有考虑本地区自身消费的生态价值。 因此，本文在能值分析法的基础上构建拓展的能值模型测算流域生态外溢价值，将能值分析法与水足迹法有效结合，通过利用能值分析法测算流域生态系统服务能值，有效避免简单列举生态服务功能存在的局限性，并利用水足迹法确定并剔除流域自身消费的生态能值，得到流域的生态外溢能值，判断流域的生态盈亏状态，进一步利用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，得到公平与客观的补偿标准。
2 流域生态外溢价值测算：拓展的能值模型构建
在测算流域生态外溢价值过程中，要充分体现生态补偿的依据合理、方法科学和客观可比等原则，具体表现为：一、以现有的相关政策和文献为依据，认为流域生态外溢价值是在流域生态系统服务能值扣减自身消费的生态能值进而得到生态外溢能值的基础上，根据能值-货币比率转换而得；二、科学的方法是测算生态外溢价值的核心，选取的能值模型和水足迹模型可科学测算流域生态外溢价值；三、流域生态外溢价值要具有客观性和可比性，从能量投入和能级转化的角度，以能值的形式反映流域客观存在的社会、经济和生态的功能服务价值，避免忽视或遗漏流域生态系统功能导致的不可比较。基于以上原则，构建拓展的能值模型测算流域生态外溢价值①，以此作为对流域开展生态补偿的依据，详见式（1）。
式中，i=1，2分别代表流域上游区域和下游区域，Vi代表各区域的生态外溢价值，λi代表各区域的能值-货币比率②，OEi代表各区域的生态外溢能值，FEi代表各区域的生态系统服务能值，CEi代表各区域自身消费的生态能值。当OEi>0时，说明该区域在扣除自身对生态能值的消费后还为其他区域提供生态服务，处于生态盈余的状态，应获得生态补偿资金，获取的金额为Vi；反之，当OEi≤0时，说明该区域的生态服务能值不足以或正好弥补自身对生态服务的消费，处于生态亏欠或生态平衡状态，应支付生态补偿资金，支付的金额为Vi。
2.1 流域生态系统服务能值：能值分析法
流域生态系统服务能值是流域生态系统为人类社会提供各种服务的能值体现，本文采用能值分析法进行测算。利用能值分析法测算流域生态系统服务能值，需要考虑流域生态系统的环境投入能量和人类投入能量，其中环境投入能量包括太阳能、雨水化学能、雨水势能和表土层损失能，人类投入能量包括林业建设、水土流失治理和工业废水治理。通过能量循环和能级转换为太阳能能值，为流域生态系统的社会生产和经济发展提供服务，以此体现流域生态系统的服务能值。根据能值分析的原理，构建基于能值分析的生态系统服务能值模型，详见式（2）。
式中，j=1，2，3，4分别代表流域生态系统自然环境投入的太阳能、雨水化学能、雨水势能和表土层损失能，FBij代表流域自然环境各类投入的相应能量，FKj代表流域各类投入的能值转化率，k=1，2，3代表流域生态系统人类投入的林业建设、水土流失治理和工业废水治理，FLk代表人类各类投入的相应能量，具体指标参数见表1。
2.2 流域生态能值自身消费：水足迹模型
流域生态外溢能值是由流域生态系统服务能值扣减自身消费的生态能值所得到，本文采用水足迹模型测算流域水资源消费系数，将其作用于流域生态系统服务能值，得到流域自身消费的生态能值。水足迹理论最早由Hoekstra[18]在Allan[19]虚拟水研究的基础上提出，认为水足迹是指某个已知人口的国家或地区在一定时间内消耗的所有产品与服务所需要的水资源数量，它从消费的角度反应一个国家、一个地区或者一个人真实占用水资源的情况。水足迹理论将水资源相关问题与人类社会经济活动联系起来，反映人类对流域生态系统的消费程度。
构建基于水足迹的生态能值自身消费模型，通过将流域水资源需求（水足迹）和水资源供给（水资源可利用量）相比较得到生态服务消费系数，定量评价人类对水生态系统的利用程度，将其作用于流域生态系统服务能值，得到自身消费的流域生态能值，详見式（3）。
CEi=FEi×WDiWSi（3）
式中，WDi代表流域水资源需求，即水足迹，WSi代表流域水资源供给，即水资源可利用量。
2.2.1 水资源需求测算
人类通常通过消费由水资源提供的产品和服务等间接方式进行水资源消费，这些产品和服务在生产过程中所消耗的水资源即为虚拟水[20]。虚拟水以“看不见”的形式蕴含在产品和服务中，由于人类生活直接利用的实体水资源量一般较少，因此产品形式的虚拟水消费是水足迹的主要组成部分[21]。水足迹需求的计算公式见式（4）。
WDi=CVWi+AVWi+RWi+ENVi+NVWIi（4）
式中，CVWi代表农业产品消费的虚拟水含量，AVWi代表工业产品消费的虚拟水含量，RWi代表居民生活用水量，ENVi代表生态环境用水量，NVWIi代表净进口虚拟水含量（在实际应用中，由于净进口虚拟水含量的计算困难和需水量较小，计算过程中可忽略不计）。
其中，农业产品消费的虚拟水含量是目前虚拟水计算的最重要部分，主要包括农作物产品的虚拟水含量测算和动物产品的虚拟水含量测算。
（1）农作物产品虚拟水含量测算。农作物的类型、灌溉条件、生长区域及管理方式等决定了农作物产品生产需要的水资源，因此农作物产品的虚拟水含量通常只是特点地点下的一种估算。假设农作物自身包含的水分忽略不计，农作物实际需水量即为其在生长期间的累积蒸发蒸腾所消耗的水资源量，农作物产品的虚拟水含量通常采用世界粮农组织推荐的标准彭曼公式进行计算[18]，见式（5）。
ETc=Kc×ET0（5）
式中，ETc代表农作物产品c的虚拟水含量，Kc代表农作物系数，用以修正实际农作物与参考农作物间生理及物理特征的差异，ET0代表参考农作物蒸发蒸腾消耗的水资源量。
（2）动物产品虚拟水含量测算。动物产品的虚拟水含量依赖于动物类型、动物成长的自然环境和动物的饲养结构，其计算公式见式（6）。 WC=WCF+WCD+WCS+WCP（6）
式中，WC代表動物产品的虚拟水含量，WCF代表动物成长和加工饲料需水量，WCD代表动物饮用水量，WCS代表清洁圈舍等服务需水量，WCP代表产品加工需水量。
2.2.2 水资源供给测算
水资源供给是指一个地区在统筹考虑生产、生活和生态用水基础上的水资源可利用最大水量，包括地表水可利用量和地下水可利用量。水资源供给的计算公式见式（7）。
WSi=Wai+Wbi-Wci（7）
式中，Wai代表地表水资源可利用量，Wbi代表地下水资源可利用量，Wci代表地表水和地下水之间的重复量。
3 渭河流域上游生态外溢价值实证测算
3.1 背景描述
渭河流域发源于甘肃省渭源县的鸟鼠山，由陕西省潼关汇入黄河。渭河全长818 km，流域流经甘肃、宁夏、陕西三省区，分为上、中、下游三段，其中宝鸡峡以上为上游，宝鸡峡至咸阳为中游，咸阳至入黄口为下游。渭河流域总面积达134 766 km2，其中甘肃占44.1%、宁夏占5.8%、陕西占50.1%。渭河流域是“关中-天水经济区”发展的基础性水源，水资源对于干旱地区的“关中-天水经济区”显得尤为重要，但随着流域社会经济快速发展，渭河流域出现了水资源短缺、水污染加剧和水土流失治理缓慢等生态环境恶化问题，已严重制约渭河流域的可持续发展。
由于我国生态补偿机制的不完善，使渭河流域上游保护生态环境和发展区域经济的矛盾日益严重，虽然流域中下游（陕西的西安、宝鸡、咸阳、渭南和杨凌示范区）联合流域上游（甘肃天水、定西）针对甘肃省提供的水质状况签订生态补偿协议，提出流域中下游对上游天水市和定西市各补偿300万元、总计600万元的补偿方案，专项用于支持流域上游水污染治理工程、水质监测能力提升和水源地生态建设工程项目，但根据调研组对陕西省水利厅的调研，发现此金额远无法满足流域上游为保护生态环境所付出成本的补偿。
3.2 实证测算
根据构建的能值拓展模型测算渭河流域上游生态外溢价值所需指标，从《甘肃发展年鉴2014》《中国环境统计年鉴2014》《2013年甘肃省水资源公报》、FAO的CLIMATE数据库和CROP数据库等相关统计资料中获取相关数据，对2013年渭河流域上游的生态外溢价值进行实证测算。
3.2.1 生态系统服务能值测算
由于流域生态系统各类投入转化形成太阳能能值的函数关系已确定，根据式（2）可测算得到渭河流域上游的生态系统服务能值。2013年渭河流域上游的生态系统服务能值为2.07×1022sej，其中自然环境投入和人类投入通过能量循环和转换形成分别形成太阳能1.16×1022sej和0.91×1022sej，为渭河流域上游的社会发展和居民生活提供服务，具体如表2所示。
3.2.2 生态能值自身消费测算
渭河流域上游地区包括甘肃省的定西市和天水市，由公式（3）可知上游地区水资源消费系数为上游水足迹与水资源可利用量的比值。根据渭河流域上游地区的实际情况和数据的可得性，从以下4个方面测算渭河流域上游地区的水足迹：①农业用水量，包括农作物产品生产用水量和动物产品生产用水量；②工业用水量，主要包括工业生产、建筑等用水量；③居民生活用水量，包括居民日常做饭、洗衣等用水量；④生态环境用水量，包括灌溉绿植、清洁环境卫生等用水量。
单位产品虚拟水含量的确定是测算流域上游地区水足迹的关键。由于工业产品种类纷杂，且虚拟水实际消耗的水量较小，因此常常忽略不计工业产品的虚拟水含量，只计算工业产品的实际用水量[22]。农业是世界上最大的水资源利用部门，用水量占全球总用水量的比例高达80%，各类农产品实际蕴含了大量的虚拟水[19]。单位产品虚拟水含量的计算一般采用世界粮农组织（FAO）推荐的标准彭曼公式和CROPWAT模型获得[18]，单位产品虚拟水含量与产品消费量的乘积为虚拟水量[23，24]。渭河流域上游地区2013年的水足迹结果见表3。
由表3可知，2013年渭河流域上游地区的水足迹为31.17亿m3，同时根据《2013年甘肃省水资源公报》可计算得到上游地区的水资源可利用量为71.20亿m3（定西市32.53亿m3，天水市38.67亿m3）。得到渭河流域上游的水资源消费系数为0.44，将其作用于流域生态系统服务能值，得到2013年渭河流域上游自身消费的生态能值为0.91×1022sej。
3.2.3 生态外溢价值测算
根据渭河流域上游的生态系统服务能值和生态能值自身消费的测算结果，将其带入公式（1），计算得到2013年渭河流域上游的生态外溢能值为1.16×1022sej，可知上游在扣除自身消费的生态能值后还为下游提供生态服务，处于生态盈余的状态，理应获得补偿。
采用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，以定西市的能值-货币比率4.41×1013sej/US$计算[25]，得到生态外溢价值为2.63亿美元，由《2014中国统计年鉴》可知美元兑人民币汇率为6.20，因此2013年渭河流域上游的生态外溢价值为16.31亿元。进一步确定上游各市应获得的补偿量，一般根据水资源可利用量进行分摊[24]，得到定西市应获得补偿7.50亿元，天水市应获得补偿8.81亿元，具体如表4所示。
4 结论与政策建议
本文将能值分析法与水足迹法有效结合，构建一个基于能值拓展的流域生态外溢价值补偿模型，以渭河流域上游为例，根据能值分析法和水足迹法计算得到的生态系统服务能值和生态能值自身消费判断上游地区的生态盈亏状态。结果表明，渭河流域上游地区呈生态盈余状态，在扣除自身消费的生态能值后还为下游地区提供生态服务。为激励上游地区加大流域生态环境保护力度，同时也为实现区域发展的公平与效率和流域水资源的可持续发展，下游地区应对上游地区支付水资源生态环境补偿。然后采用能值-货币比率将生态外溢能值转化为生态外溢价值，得到上游地区应获得的补偿金额，并根据水资源可利用量，进一步分配上游各市应获得的补偿金额。本文构建的拓展的能值模型利用能值分析法测算流域生态系统服务能值与利用水足迹法确定并剔除流域自身消费的生态能值，从能量投入和能级转化的角度，以能值的形式反映流域客观存在的社会、经济和生态的功能服务价值，避免忽视或遗漏流域生态系统功能导致的不可比较，得到相对客观和稳健的补偿标准，该方法对流域生态外溢价值补偿研究具有一定的实用性和可行性。 基于上述结论，本文提出以下政策建议：
首先，擴大对流域上游地区的转移支付。流域上游地区的经济发展水平往往落后于下游地区，而中央对水源地水环境保护的重视又进一步限制了当地政府的财政税收。因此，一方面中央政府应加大对流域上游地区的财政转移支付，提高上游地区的财政收入水平，另一方面下游地区无偿享有上游地区提供的生态外溢价值，应提供横向转移支付分摊上游流域生态环境保护成本。2016年5月，《关于健全生态保护补偿机制的意见》中明确提出在江河源头区以及具有重要饮用水源或重要生态功能的湖泊，全面开展生态保护补偿，适当提高补偿标准。通过扩大中央政府的纵向转移支付和流域地方政府间的横向转移支付提高流域上游地区的一般性均等化财政水平，提高上游地区地方政府的生态保护努力水平。
其次，完善水资源市场构建。构建反应市场供求和水资源稀缺程度的水资源市场，明确水资源产权。2015年9月，《生态文明体制改革总体方案》中提出“推行水权交易制度，合理划定和分配水权，探索地区间、流域间、流域上、下游等水权交易方法。研究制定水权交易管理措施，明确可交易水权的范围和类型、交易主体和期限、交易价格形成机制、交易平台运作规则等。开展水权交易平台建设。”在保证水资源为国家所有的前提下，构建有序的环境产权市场开展水资源产品的交易，使水资源的价格机制在水资源市场上充分发挥作用，最终实现水资源的优化配置。
最后，健全流域生态补偿立法。虽然我国目前关于资源和环境保护的法律法规制定取得一定进展，但缺乏专门针对流域生态补偿立法的法律法规。流域生态补偿缺乏最基础的法律保障，使许多条款之间可能重叠、交叉，或由于只是原则性的规定，缺少具体的实施细则，使这些与流域生态补偿相关的法律条文失去可操作性。我国应尽快出台具有较强针对性的流域生态补偿法律法规，例如《流域生态补偿法》或《流域生态补偿条例》，保障流域上、下游间生态补偿的具体实施。
（编辑：于 杰）
参考文献（References）
[1]KOSOY N， MARTINEZ T M， MURADIAN R， et al. Payments for enviromental services in watersheds： insights from a comparative study of three cases in central America[J]. Ecological economics， 2007， 61： 446-455.
[2]KERSIN K Z， ANNA S. An economic assessment of the value of tropical river ecosystem services heterogeneous preferences among aboriginal and nonaboriginal Australians[J]. Ecological economics， 2010， 69：2417-2426.
[3]IBRAHIM N A. Using econometric analysis of willingnesstopay to investigate economic efficiency and equity of domestic water services in the West Bank[J]. The journal of socioeconomics， 2012，41：485-494.
[4]魏楚，沈满洪.基于污染权角度的流域生态补偿模型及应用[J].中国人口·资源与环境，2011，21（6）：135-141.[WEI Chu， SHEN Manhong. An econometricbased model of basin ecological compensation and application from the perspective of pollution rights [J]. China population， resources and environment， 2011， 21（6）： 135-141.]
[5]常亮，徐大伟，侯铁珊，等.流域生态补偿中的水资源准市场交易机制研究[J].工业技术经济，2012，230（12）：52-59.[CHANG Liang， XU Dawei， HOU Tieshan， et al. Study on water resources quasimarket trading mechanism of river basin ecological compensation[J].Journal of industrial technological economics， 2012，230（12）：52-59.]
[6]李国平，王奕淇，张文彬.南水北调中线工程生态补偿标准研究[J].资源科学，2015，37（10）：1902-1911.[LI Guoping， WANG Yiqi， ZHANG Wenbin. Study on southtonorth water transfer middle route project ecological compensation standard[J]. Resources science， 2015， 37（10）：1902-1911.]
[7]伏润民，缪小林.中国生态功能区财政转移支付制度体系重构——基于拓展的能值模型衡量的生态外溢价值[J].经济研究，2015，（3）：47-61.[FU Runmin， MIAO Xiaolin. A new financial transfer payment system in ecological function areas in China： based on the spillover ecological value measured by the expansion emergy analysis[J]. Economic research journal， 2015，（3）：47-61.] [8]COSTANZA R， D’ARGE R， DE GROOT R，et al. The value of the world’s ecosystem services and natural capital[J]. Nature， 1997（387）：253-260.
[9]李文華.生态系统服务功能价值评估的理论、方法与应用[M].北京：中国人民大学出版社，2008： 50-62.[LI Wenhua. Theory， method and application of ecological system service value assessment [M]. Beijing： Renmin University of China Press，2008： 50-62. ]
[10]肖强，肖洋，欧阳志云，等.重庆市森林生态系统服务功能价值评估[J].生态学报，2014，34（1）：216-223.[XIAO Qiang， XIAO Yang， OUYANG Zhiyun， et al.Value assessment of the function of the forest ecosystem services in Chongqing[J].Acta ecologica sinica， 2014，34（1）：216-223.]
[11]杨怀宇，李晟，杨正勇.池塘养殖生态系统服务价值评估——以上海市青浦区常规鱼类养殖为例 [J].资源科学，2011，33（3）：575-581.[YANG Huaiyu， LI Sheng， YANG Zhengyong. Valuation of pond aquaculture ecosystem services： a case study of common fish aquaculture in Qingpu， Shanghai[J]. Resources science，2011，33（3）：575-581.]
[12]俞玥，何秉宇.基于CVM的新疆天池湿地生态系统服务功能非使用价值评估[J].干旱区资源与环境，2012，26（12）：53-58.[YU Yue， HE Binyu. Estimation of the nontratable value of Xinjiang Tianchi wetland ecosystem service function based on the CVM[J].Journal of arid land resources and environment， 2012，26（12）：53-58.]
[13]Odum H T. Environmental accounting： emergy and environmental decision making[M]. New York： John Wiley， 1996： 192-206.
[14]刘淼，胡远满，常禹，等.基于能值理论的生态足迹方法改进[J].自然资源学报，2008，23（3）：447-457.[LIU Miao， HU Yuanman， CHANG Yu， et al. Modification of ecological footprint assessment based on emergy[J]. Journal of natural resources， 2008，23（3）：447-457.]
[15]席宏正，康文星.洞庭湖湿地资源能值—货币价值评价与分析[J].水利经济，2008，26（6）：37-40，44.[XI Hongzheng， KANG Wenxing. Evaluation and analysis of emergyemdollar value for wetland resources of Dongting Lake[J]. Journal of economics of water resources， 2008，26（6）：37-40.]
[16]李丽锋，惠淑荣，宋红丽，等.盘锦双台河口湿地生态系统服务功能能值价值评价[J].中国环境科学，2013，33（8）：1454-1458.[ LI Lifeng， HUI Shurong， SONG Hongli， et al. Evaluation of the services provided by the Shuangtai Estuary Wetland in Panjin based on emergy theory[J]. China environmental science， 2013，33（8）：1454-1458.]
[17]蓝盛芳，钦佩，陆宏芳.生态经济系统能值分析[M].北京：化学工业出版社，2002： 404-410.[LAN Shengfang， QIN Pei， LU Hongfang. Emergy analysis of economics ecosystems[M]. Beijing： Chemical Industry Press，2002： 404-410.]
[18]HOEKSTRA A Y. Virtual water trade：proceedings of the international expert meeting on virtual water trade（No. 12）[C]. Delft： IHE， 2003：13-23.
[19]ALLAN J A. Virtual water： a long term solution for water short middle eastern economies[D]. London： University of Leeds， 1997. [20]ALLAN J A. Fortunately there are substitutes for water： otherwise our hydropolitical futures would be impossible[R]. Londa： ODA， 1993： 12-26.
[21]GLEICK P H. The world’s water 2000-2001[M]. Washington DC： Island Press， 2000.
[22]马骏，王薇薇.基于水足迹的大樟溪流域生态补偿研究[J].水利经济，2015，33（3）：28-31.[MA Jun， WANG Weiwei. Ecological compensation of Dazhangxi Watershed based on water footprints[J]. Journal of economics of water resources， 2015，33（3）：28-31.]
[23]龙爱华，徐中民，张志强，等.甘肃省2000年水资源足迹的初步估算[J].资源科学，2005，27（3）：123-129.[LONG Aihua， XU Zhongmin， ZHANG Zhiqiang， et al. Primary estimation of water footprint of Gansu Province in 2000[J].Resources science， 2005，27（3）：123-129.]
[24]邵帅.基于水足迹模型的水资源补偿策略研究[J].科技进步与对策，2013，30（14）：116-119.[SHAO Shuai. A Study of water resources compensation strategy based on water footprint model[J]. Science & technology progress and policy， 2013，30（14）：116-119.]
[25]董晓佳.定西市農业生态经济系统能值分析[D].兰州：甘肃农业大学，2014.[DONG Xiaojia. Study on emergy analysis of Dingxi agriculture ecoeconomic systems[D]. Lanzhou：Gansu Agricultural University，2014.]