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国内外对生态补偿的研究是随着生态环境的恶化而展开的。由于西欧和北美的发达国家是较早进入工业化的国家，这些国家的生态问题出现得相对较早，因此对于生态补偿方面的研究和实践开始得也比较早。相对而言我国在生态补偿方面的研究起步较晚，虽然已经涉及了补偿内涵界定、补偿主客体界定、补偿标准、补偿方式等各方面，但是目前为止尚未形成一套行之有效的体系。
早在 20 世纪下半叶，水源地保护就已经得到各国政府和公众的重视。1972 年联合国为加强和促进公共机构对饮用水源的管理，在第一次人类环境会议上将 1981—1990 年定为“国际饮用水供给和卫生十年”。此后，发达国家相继提出针对各国国情的水源地保护框架，在此背景下，诸如水源地规划管理技术、水源地运作机制和利益保障模式，以及区域可持续发展等领域的研究引起学术界的高度重视，并成为社会各界的研究热点。
从世界范围来看，对水源地保护区进行生态补偿被普遍认为是保护水源地生态环境比较有效的制度设计。对于生态补偿这一领域的研究，国外已由最初的概念、内涵等理论研究逐步延伸到生态补偿的类型、模式、功能评价、服务机制、评价方法和实践探索等领域。Costanza（1997）和Daily（1997）将流域生态服务归纳为产品提供、调节功能、生境提供和信息功能等，Daubert J，R Yong（1981）和Ward F A（1987）利用市场替代法、旅游费用法、概念模型以及经验模型等研究了径流量和水质等变化对河流休闲娱乐功能的影响。生态补偿内涵的经济范畴始于欧洲，指的是如果批准的项目影响或损害了自然环境，为了确保生态系统的稳定性，则要按照“没有净损失”（no net loss）的原则，实施修复或异地重建，以此来应对由于建设基础设施而对自然生态系统产生的负面影响。荷兰学者Cuperus等人（1991）认为，生态补偿是对由于发展而削弱的生态功能和质量的替代，弥补受损地区的环境质量或者创建新的具有相似生态功能和环境质量的区域。Allen（1996）等认为生态补偿是对生态破坏地的一种恢复或新建。可见，自然生态补偿的内涵界定，主要是指自然生态系统在受到外界干扰或破坏后的敏感性和恢复能力，即自然生态系统对外界干扰的一种自我调节和修复再生能力，不涉及人类活动的因素。后来Wunder（2005）从科斯理论视角界定了生态补偿的内涵，认为生态补偿是环境服务购买者与提供者之间的一种自愿交易，随后Engel等（2008）对Wunder的定义进行了拓展，基于降低交易成本的考虑将服务的购买方扩大到包括政府等在内的第三方，还考虑到了集体产权在实践中的作用。而Farley与Costanza（2010）则认为Wunder对生态补偿的界定过于狭隘和严格，且补偿标准不合理。尽管如此，Petheram等（2012）与Newton等（2012）都认为Wunder和Engel等对生态补偿的界定仍然被国外学者认为是许多相关理论研究的起点，也是不断被引用的主流定义。
在生态补偿标准方面，Pham等（2009）认为依据实际机会成本来确定支付标准才是最有效率的生态补偿。Pagiola等（2007）和MunozPina等（2008）则认为补偿标准应当介于机会成本与服务使用者获取的收益之间。除此之外，生态补偿项目实施后对区域的影响成为近年来国外生态补偿研究的热点。Scullion等（2011）利用现场调查和遥感技术，评价了墨西哥科阿特佩克实施生态补偿的环境影响。HAYES等（2012）以哥伦比亚林生态补偿项目为例，从农户视角研究项目实施对农户的行为变化以及资源可持续管理的影响。
在生态补偿方式方面，Butche（1998）指出早在 19 世纪 90 年代美国就已逐步将水源地关键区域的私人土地收购归国有，以便于能够更加有效地对水源地土地利用进行调控。Fennessy（1997）认为通过土地征用补偿的方式，较好地解决了集水区保护与当地经济发展的问题，并为公众提供安全饮用水发挥了关键作用。Scherr（2004）还指出从目前来看在世界各国的水源地生态补偿模式中，政府购买补偿是支付生态环境服务的主要方式。Asquith等（2008）通过研究指出面对不同的服务提供者应采取不同的补偿方式，而当补偿数额不大时，非现金补偿方式的激励作用要比现金补偿方式更明显。
国外在生态补偿模式上相对多样，如德国、墨西哥、哥斯达黎加等国家实施的生态补偿基金制度模式，瑞典、比利时、芬兰等国家征收生态补偿税的模式，另外还有区域转移支付制度模式和流域（区域）合作模式等。大致来说，国际上的生态补偿模式大致经历了三个阶段：以政府为唯一补偿者，以政府为主导、补偿模式多样化，以市场化运作为主体、多种实践模式相结合。
第一阶段是以政府为主导的生态补偿模式，建立的是公共支付体系。保护流域是作为一种公益事业来看待的，因此这种生态补偿方式在世界范围内广泛存在。例如，1985 年美国开始的流域管理计划，该计划是由政府利用公共支付方式购买生态脆弱土地设立为自然保护区，并将其作为自然保护区，同时政府通过补贴，鼓励对农业用地实施“土地休耕计划”，通过对利益受损的农场主实施补贴，以获得保护流域和改善水质的生态效应。
第二阶段是由政府主导和私人共同参与进行的生态补偿模式。例如，哥斯达黎加的两家公共水电公司和一家私营公司对上游土地所有者进行补偿，该补偿模式是通过国家林业基金进行支付的，补偿金额是根据使用新技术可能减少的利润和所承担的风险计算的。自发组织的私人交易模式常见于较小流域上下游之间的生态补偿，交易双方可以通过谈判签订包含有交易条件和价格的协议合同进行直接交易。
第三阶段是以市场化运作为主体的开放市场贸易方式。指的是在政府制定了生态环境服务的需求规则的条件下，进入市场进行交易，主要指配额交易。还有一种生态补偿模式是生态标记，这是一种间接支付生态环境服务的价值实现方式，体现的是该产品保护生态的附加值和效益，如绿色食品、有机食品的认证与销售。在国外，具有经过认证的生态标记的农产品的价格，要高出普通产品 2 倍以上，这些商品是以生态友好方式生产出来的，而消费者愿意以较高的价格来购买，这就间接完成了对生态服务的补偿支付。
在生态补偿实践方面，国外开始得相对较早。德国是欧洲开展生态补偿比较早的国家之一，其在 1990 年与捷克达成的对易北河的整治合作是比较成功的案例，通过建设两国交界处的城市污水处理厂，实现了互惠互赢。目前国际上许多国家已经建立起了流域生态服务框架，政府和市场都发挥了重要作用，但是各国对生态补偿的做法各有侧重，不同国家由于国情不同，在生态补偿过程中的做法也不尽相同。为了提高生态补偿的实施效率，目前很多国家致力于建立各种生态服务市场，也出现了多种形式的经济激励机制。拥有雄厚的经济实力的一些欧美发达国家，其重点在于补偿金的有效配置，从而使得生态补偿的投入能获得最大的收益。例如，美国田纳西州在流域管理计划中，实施了污染信贷交易；澳大利亚针对Mullay－Darhng流域采取了水分蒸发蒸腾信贷。市场化生态补偿模式在实践中也起到了积极作用，如美国的绿色偿付模式和配额交易模式、欧盟和美国的生态标签体系模式、澳大利亚的排放许可证交易模式以及哥斯达黎加的国际碳汇交易模式等。国际上这些生态补偿成功的实践经验，对我国制定和完善水源地保护区生态补偿政策来说具有很好的借鉴价值。
随着我国环境问题日益严重，社会各界开始重视环境保护问题，于是生态补偿逐渐成为学术研究热点。我国关于生态补偿研究起步相对较晚，开始于 1980 年，根据补偿对象不同，研究内容主要集中在矿产资源、森林、自然保护区、退耕还林还草还湖、流域、湿地等方面。从研究领域来看，主要分布在生态补偿的内涵及依据、补偿标准、补偿方式以及实践探索等方面。大致来看，目前学者们对水源地保护区生态补偿方面的研究，主要是从生态补偿内涵的界定、补偿主客体的界定、补偿标准、补偿方式以及生态补偿实践探索等方面进行的，其中对生态补偿研究的核心问题主要是三方面：“谁补偿谁”“补偿多少”和“如何补偿”。
水源地保护区生态补偿是促进环境保护的利益驱动机制、激励机制和协调机制的综合体，其目的是调动生态建设者和保护者的积极性。因此水源地作为流域中非常重要的一部分，也需要建立一套适用的生态补偿机制来保护其生态环境。20 世纪 80 年代后期至今，国内外开始了大量生态补偿的理论研究，不过，国内学术界所称的生态补偿概念，在国际上一般称为PES（payments for environmental/ ecological services），即环境／生态服务付费。对于生态补偿含义的认识，经历了一个由浅入深的过程，但由于生态补偿涉及多个学科，交叉性较强，于是生态学、法学和经济学等不同领域的专家、学者们，往往以各自不同的视角对生态补偿的内涵进行解释，因而他们对生态补偿内涵的阐释也存在很大差异，至今生态补偿的内涵还没有形成一个统一的界定。
最初生态补偿起源于生态学，专指自然生态补偿。自然生态补偿是指自然生态系统对由于社会、经济活动造成的生态破坏所起的缓冲和补偿作用。马世骏（1981）认为，自然生态系统各成分之间具有一定程度相互补偿的调节功能，但随着人类对自然系统的影响逐渐扩大，这种补偿和调节作用就有了限度。1991 年版的《环境科学大辞典》将自然生态补偿（natural ecological compensation）定义为生物有机体、种群、群落或生态系统受到干扰时，所表现出来的缓和干扰、调节自身状态使生存得以维持的能力，或者可以看作生态负荷的还原能力。
随着科学技术经济社会的发展，人类参与自然资源的活动强度加大，自然资源不能依靠自身修复得到重建，承载能力已经处于“超负荷”状态，如果得不到补偿，其自我还原能力就会衰退并逐渐丧失。于是，到了 20 世纪 80年代后期至 90 年代中后期，从这个时期开始，学者们对生态补偿的研究进入高峰期，并逐渐开始从经济学角度研究生态补偿，从最初的自然生态系统的自发生态补偿，逐渐演变为促进生态环境保护的经济手段和机制。蒋中天等（1990）提出以“谁污染、谁治理，谁开发、谁保护”为原则，对农业环境的污染和生态破坏给予补偿。庄国泰等（1995）认为生态环境补偿的理论依据是生态环境价值，这是自然要素所固有的，生态环境补偿费就是补偿由于环境破坏导致的生态环境价值损失。何子福（1999）指出单位和个人在进行生产建设和资源开发时，破坏了水土资源的永续利用以及水土保持设施、地形和地貌等，导致原有生态功能降低或丧失，应向其征收补偿费用，这其实是一种社会性的补偿。这一阶段将生态补偿这一概念赋予了经济学的含义，主要是强调生态环境的破坏者应该对其破坏行为进行补偿，使破坏行为对生态环境所造成的直接损失得到补偿和恢复，此生态补偿的内涵与国际上通称的“生态服务付费”或“生态效益付费”基本类似。
从 20 世纪 90 年代后期以来，社会各界对生态补偿内涵的关注更加深入，生态补偿的内容在前期研究基础上发生了一些新变化。1998 年 7 月我国实施的新《森林法》建立了森林生态效益补偿基金制度，根据“谁受益，谁负担，全民受益，政府统筹，社会投入”原则，对生态服务受益者予以征收，用以补偿生态公益林维护者的劳动成果。毛显强（2002）通过分析“庇古税”和“科斯手段”，认为这两种理论的目的都是解决外部性内部化的问题，它们在资源与环境保护领域中的应用就是生态补偿手段。他认为生态补偿其实就是指对损害资源环境的行为进行收费，以提高该行为的成本，从而激励损害行为的减少；对保护资源环境的行为进行补偿，提高该行为的收益，以达到保护资源的目的。沈满洪（2004）认为，生态补偿是一种政策或者制度，即通过一定的政策手段实现生态保护外部性的内部化，让生态保护成果的受益者支付相应的费用；通过制度设计解决好生态产品这一特殊公共产品消费中的“搭便车”现象，激励公共产品的足额提供；通过制度创新解决好生态投资者的合理回报，激励人们从事生态保护投资并使生态资本增值。俞海等（2007）通过分析庇古福利经济学角度的外部性理论，认为生态补偿是一种有效的制度安排和政策手段，它将生态保护或损害的外部性内部化，激励生态保护者或损害者理性调整自己的行为，从而实现社会福利的最大化，实现资源的最优配置。马国勇等（2014）将利益相关者理论和生态补偿理论相融合，将生态补偿界定为中央政府或地方政府以实现经济社会可持续健康发展为根本目标，以解决区域（国家或地区）经济发展与生态环境的矛盾为宗旨，以协调生态环境治理利益相关主体间的利益冲突为内容，并以提高公共福祉为原则的一系列制度安排。
另外，燕守广（2009）指出生态补偿的内涵在从生态学视角向经济学视角发展的同时，也逐渐被赋予了法律学意义。张建（2014）认为生态补偿作为一种利益协调机制，只有进入法律关系的轨道才能得到有效实施。黄锡生（2008）从法学角度，认为流域生态补偿应该是指一个行为因利用流域生态服务而导致某主体利益受损害，或者给自然环境造成不利影响，那么其中的获利主体就应支付相应的代价，否则将承担不利的法律后果。王鑫等（2014）通过分析赔偿与补偿以及流域生态补偿与生态服务付费的区别，认为流域生态补偿是遵循一定市场规律下，受益者与保护者之间利益分配的法律制度，是生态受益者以多种形式的补偿来激励生态保护者保护生态环境，从而实现流域经济社会发展的可持续性。李团民（2010）认为生态补偿的实质就是一种权益补偿，调整的是各利益相关者环境利益与经济利益之间的关系。李永宁（2011）认为生态补偿是对个人或组织在水源区保护、水源涵养、水土保持等方面所做出的对环境生态系统有利的修复和还原活动，由国家或其他受益组织和个人对其行为进行价值补偿的环境法律制度。黄润源（2010）认为生态补偿的法学概念应当是为了生态系统提供的环境服务能够持续供给和实现生态公平，协调利益相关者的生态利益和经济利益，维护生态安全，国家通过运用各种经济手段，对破坏环境服务持续供给的行为主体征收直接损害补偿费及生态恢复与治理费等费用，或者对保护环境服务持续供给的行为主体所丧失的机会成本、生态保护和建设成本予以补偿的法律行为。
这一时期的研究主要是强调生态补偿是一种有效的制度设计，不仅要对生态破坏者征收生态环境补偿费，从而达到外部不经济内部化的效果，同时也应该对生态环境的保护者和建设者给予补偿，以此来补偿他们为了提供生态服务而造成的损失。张术环（2008）就认为从制度层面来探求生态补偿并将其看作一个过程、一个工程，并认为这种理解更加符合人、自然、环境之间的关系，以及这种关系的现状和未来要求。总之，生态补偿这种制度安排，可以很好地解决生态服务这一特殊公共产品的“搭便车”现象和“外部性”特征，激励人们从事生态建设和保护的积极性，从而使生态资本增值。
从以上分析来看，虽然学者们在不同时期，从各自不同的相关领域以及不同侧重点对生态补偿的内涵做了诸多研究，但是这些内涵解释都遵循着共同的基础和理论，其最根本目的，就是解决生态环境效应的外部性问题，从而缓解人类经济社会发展与生态环境、自然资源开发和保护之间的矛盾。本研究认为水源地保护区生态补偿是指通过制度创新，让利益受损的水源地保护区生态建设与保护者得到相应的补偿，从而解决水源地保护区生态保护的利益驱动协调机制和激励机制。这种制度安排能够调动水源地保护区生态建设者与保护者的积极性，并能调整各相关利益主体之间的经济关系。
开展生态补偿的首要任务是确定生态补偿的主客体。生态补偿主客体的界定是开展生态补偿工作的先决条件，对于科学合理地制定生态补偿标准、创新生态补偿方式具有重要意义。我国对生态补偿主客体的界定始于对公益林、防护林、水源涵养林等的生态效益补偿，后来由于水污染和水资源短缺等问题日益严重，流域生态补偿随之成为社会各界关注的热点问题。目前国内外学者对水源地生态补偿主客体进行了详细而深入的研究，随着生态补偿内涵的演进，生态补偿主客体的界定也随之变化，且由于水源地保护区所处地域的不同，其地理特征就有所不同，生态补偿主客体的划分标准也就不尽相同。
主客体的界定是生态补偿机制设计的前提。围绕生态补偿主客体界定，学者们进行了大量的研究。杜群（2005）从法律关系角度分析生态补偿的主客体，认为生态补偿的主客体是指有民事责任能力的自然人和法人，可分为“生态补偿的实施主体”和“生态补偿的受益主体”。王淑云、耿雷华（2009）认为，对于饮用水水源地而言，生态补偿主体可以分为两个层次：一是中央或当地政府；二是生态改善的受益群体（社会团体）。马兴华等（2011）认为生态补偿客体应该是指那些为保护和治理生态服务系统，其发展受到限制或因生态环境的破坏而受到影响的个体或群体，生态补偿主体则是指那些因使用生态服务产品或破坏生态环境而需要向生态服务客体予以补偿的个体或群体。生态补偿主体可以是中央或地方政府，也可以是企业、社会团体或个人；而生态补偿客体一般是指地方政府、社会团体或个人。对水源区而言，生态补偿主体一般是指水源区下游政府、企业或者中央政府；补偿客体一般指水源区政府、水源区群众或个人。目前大多数学者认为水源地生态补偿的主体是生态环境的破坏者或受益者，而补偿客体则应该是生态环境利益受损者、保护者以及减少破坏者。
20 世纪 90 年代初期，学者们通常是根据“谁破坏谁补偿”的原则，从“抑损性”角度界定生态补偿的主体，主张生态破坏者要为其破坏行为付费，即生态补偿的主体就是生态环境的破坏者。从这个角度来界定，生态补偿的主体就是指因其行为对生态系统和自然资源造成了污染或破坏，他们要对其破坏或污染行为付费，用于生态系统和自然资源的治理、修复等。
20 世纪 90 年代后期，随着对生态补偿内涵理解的深化，学者们在界定生态补偿的主体时，不仅考虑了生态补偿的破坏行为，还将生态受益这一客观事实考虑在内，根据“谁受益谁补偿”的原则，大多数学者从受益角度对生态补偿主体范围进行了界定，他们认为生态补偿主体应该包括从生态环境服务产品中受益的单位和个人。如余海等（2007）在研究南水北调中线水源涵养区生态补偿问题中，认为当地政府和中央政府是受益者的集体代表，他们应该是生态补偿的主体，特别是下游政府。史淑娟（2010）认为在水源地补偿问题中补偿主体应指一切从利用流域水资源中受益的群体，包括政府机构、社会组织、企业、个人、外国政府。邓明翔（2012）以滇池流域为例，认为水源区生态补偿主体应该包括所有对滇池造成污染的单位或个人，以及从滇池取水的、经营旅游等受益者；补偿客体则是滇池湿地的建设者、维护者和清理者，同时还强调政府及其相关职能部门应当承担起补偿主体和协调监督的责任。王国栋等（2012）根据生态补偿“受益者补偿”和“公平与合理”原则，界定丹江口库区及上游生态补偿的给付主体为国家和受水区的 4 省（市）政府和群众。石利斌（2014）通过对官厅水库水源地的分析，认为生态补偿的主体不仅包括对水源地水质造成污染的群体，还应包括为从官厅水库水源地保护中受益的群体，如中央政府、下游的北京市和河北省怀来县。
目前学术界对生态补偿的客体的界定侧重于对生态环境的保护建设者和减少生态环境破坏者等利益受损个人和群体的补偿。李杰等（2014）基于“谁保护谁受益”的原则，认为黑河水源地的居民应享有获得补偿的权利，他们是补偿的客体即受偿方。毛晓建等（2005）以崂山水库上游饮用水源保护区作为研究对象，认为生态补偿的客体应该是为保护与恢复生态环境而牺牲了部分利益的崂山库区要搬迁的农民和停产的企业。王作全等（2006）认为对三江源区生态补偿范围应包括对地方财政和农牧民生活、生产费用两方面的补偿，其中对农牧民的补偿还应该考虑他们为保护当地生态环境而被迫放弃草场和原来的生活方式，从而需要重新择业、重新适应新生活所做出的特殊牺牲的补偿。李森等（2015）以清水海水源区为研究对象，认为清水海水源区生态补偿的客体是水资源和生态环境的保护行为，包括水源区的节水行为、水资源保护和生态建设者，以及因水资源保护和生态建设而导致自身发展受到限制或受损的企业和居民，但同时由于他们不当或者过度排放污染物的活动影响了水质，又成为生态补偿的主体，因而具备了生态补偿主体和客体的双重身份。不过他们还指出只要清水海引水水质达到Ⅱ类标准，水源区企业和居民的行为符合相关的法律、法规和条例要求，就不应作为生态补偿的主体，而是生态补偿的客体。
从经济学视角来看，对水源地进行生态补偿是一种卡尔多－希克斯（Kaldor－Hicks）改进，根据“谁保护谁受益”的原则，沈满洪等（2004）认为有些生态破坏是“贫穷污染”所致，如果没有外部的资金注入和补偿机制，生态环境就得不到改善，因此对减少生态破坏者给予补偿也是很有必要的。葛颜祥（2006）指出水源地保护区的生态补偿对象应该包括生态保护者和减少生态破坏者，水源地生态保护者主要包括保护区内涵养林的种植及管理者、水源地建设及管理者以及其他生态建设及管理者，其主体可能是当地居民、村集体，也可能是当地政府；而减少生态破坏者主要指保护区内的为维持良好的水资源生态而丧失发展权的主体，如企业为维护生态环境而只能选择无污染项目导致生产效益下降，居民家庭在种植业经营中由于减少化肥使用量而导致的机会损失，当地政府由于无法对旅游资源开发经营、无法招商引资从而带来财政收入的减少等。刘晶等（2011）从生态服务的提供者和受益者两方面来界定补偿主体，认为提供者应该是生态保护者，如水源地管理保护人员、水源地保护区政府等，以及减少生态破坏者如搬迁重建的企业、生态移民、退耕还林还草的居民等。于富昌（2013）将水源地下游补偿主体分为生产用水户、生态用水户和经营用水户，并按照对水源地生态系统的影响方式的不同，将被补偿主体分为生态建设者和减少生态破坏者两大类，并依据产业和群体的不同进行了进一步的界定，将生态建设者分为个体生态建设者和团体组织生态建设者，并将减少生态破坏者分为第一产业减少生态破坏者、第二产业减少生态破坏者和第三产业减少生态破坏者。曾宪磊（2014）认为补偿客体应该是减少生态破坏的集体和个人，如水源地保护区范围内因水源保护而损失利益的居民、村社集体和企业，以及其他从事水源地生态保护的个人或单位。
还有的学者从取用水资源的用途出发来界定，如徐光丽（2014）根据“谁保护、谁受益、获补偿”原则，分别从生产用水和经营用水两方面对生态补偿主客体进行了界定。其中，将流域生产用水中的补偿主体界定为取用流域水资源的用于农业、工业生产的主体和居民，补偿客体界定为水源地或流域上游地区的生态服务提供者；并将流域经营用水生态补偿主体界定为旅游业、水电业、流域养殖业和内陆航运等用水户，补偿客体界定为上游的流域生态保护者和减少生态破坏者。同时还强调减少生态破坏者虽然没有直接参与到生态环境保护行动，却为了流域的生态环境改善和维护放弃自己的发展权、改变生产方式等，如退耕还林带来的机会损失、限制高消耗和重污染的企业的发展等，从而造成了利益损失，应该得到补偿。还有的学者从利益相关者角度阐述了生态补偿主客体，如张晓峰（2011）根据生态补偿对象的利益相关程度将其分为三类：核心利益相关者、次要利益相关者和边缘利益相关者。
生态补偿主客体的界定，涉及各参与主体的利益问题，这不仅是一个经济问题，也是一个法律问题。姜曼（2009）认为生态补偿的主体是指依照生态补偿法律规定有补偿权利和行为能力，负有生态环境和自然资源保护职责或义务，且依照法律规定或合同约定应当向他人提供生态补偿费用、技术、物资甚至劳动服务的政府机构、社会组织和个人，如政府、社会组织、公民和外国政府等；生态补偿的客体是指为了向社会提供生态产品、生态服务，要从事生态环境建设、使用绿色环保技术或者因其生活地、工作地或财产位于特定生态功能区或经济开发区域，而使其正常的生活、工作条件或者财产利用受到不利影响，依照法律规定或合同约定应当得到物质、技术、资金补偿或税收优惠等的社会组织、地区和个人，包括生态建设者、生态功能区内的地方政府和居民、积极主动采用环保、节能等新技术的企业，以及为提高生态环境和自然资源保护及利用水平而进行相关研究、教育培训的单位和个人。
另外还有的学者对水源地的生态补偿主客体进行了分类，如李明华（2012）将水源地生态补偿主体分为三类，第一类是政府和公共财政；第二类是水源地环境改善的受益群体，主要包括水资源产品的使用者、水资源开发者和其他环境效益的受益者；第三类是水源地生态环境破坏群体，主要有造成水生态环境水质和水量破坏的个人或组织。同时也将补偿客体分为三种，第一种是对水生态环境进行保护和修复活动，提高水环境生态效益的主体；第二种是由于水源生态环境受到破坏而遭到损失的群体；第三种是改善本身的社会经济活动从而减少对水源地生态环境破坏的行为主体。
综上所述，国内外学者从破坏和受益的角度、保护和减少破坏的角度以及法律的角度对水源地生态补偿主客体的界定进行了研究，虽然不同地区的水源地其生态补偿的主体和客体不尽相同，但界定范围逐渐明晰。目前学者们普遍认同将补偿主体界定为生态环境的破坏者和受益者，将补偿客体界定为生态环境的建设保护者、利益受损者和减少破坏者。如孟浩（2012）认为补偿的主体一定是受益者与破坏者，补偿的客体是保护者和利益受损者。学者们在生态补偿主客体界定方面取得的丰硕研究成果，对生态补偿实践以及生态补偿制度的建立和完善提供了理论保障。但是从这些研究成果来看，补偿主客体的界定还缺少系统的科学理念指导，界定标准还存在不一致、不清晰等问题，而且在补偿实践中尚未对补偿主客体的利益诉求及行为选择进行分析，缺少针对不同的补偿客体设计适合的补偿标准和补偿方式。
生态补偿标准的测算是建立生态补偿机制的核心问题，是生态补偿政策制定和实施据以参照的条件和关键点。因此，水源地保护区生态补偿作为流域生态补偿的重要内容，建立一套公平合理、科学可行的补偿标准核算体系，是实施水源地保护区生态补偿的前提。葛颜祥等（2006）认为水源地生态补偿要根据“谁受益谁补偿”的原则，以环境产权外部性理论为指导，以水资源为载体，对水源地生态环境的外部性进行界定，并从经济属性上分类，根据不同的受益对象，依据其消费生态资源的数量进行付费。目前国内学者们对水源地保护区生态补偿标准测算方面也有了一些成果和实践探究，具有代表性的测算方法主要有生态系统服务价值评估法、成本法、意愿调查法等。
生态系统服务价值评估法就是通过适当的经济学评估方法对生态系统服务功能价值进行货币化测算的过程。欧阳志云等（1999）认为生态系统服务功能是人类生存与现代文明的基础，它是指生态系统与生态过程所形成以及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用。其功能可以包括调节气候、环境净化与有害有毒物质的降解、生物多样性的产生与维持等许多方面。它不仅能为人类提供生产生活原料，还能维持人类赖以生存的生命支持系统，以及维持生物的多样性。桓曼曼（2001）将生态系统服务价值评估方法分为两类：替代市场技术和模拟市场技术，其中替代市场技术评估方法常见的有市场价值法、影子工程法、费用支出法、机会成本法、价格替代法等；而模拟市场技术评价方法只有一种，即条件价值法。何欣（2008）将其中的几种方法做了分析，认为市场价值法是目前应用最广泛的一种较合理的生态系统服务价值评价方法，但是由于生态系统服务种类繁多，在实际评价时仍有许多困难。影子工程法可以通过寻找一个影子工程，来解决生态系统服务难以进行价值量化的问题，但是由于两种功能效用具有异质性和替代工程的非唯一性，这种方法不能完全替代生态系统给人类提供的服务；而条件价值法不仅可以评价非使用价值，还可以评估环境物品的使用价值，对于其他方法难以涵盖的环境问题评价特别适用，但是这种方法需要较大的样本数量。
利用生态系统服务价值评估法确定水源地保护区生态补偿标准的研究成果以案例研究居多。在对水源地保护区的生态补偿标准进行测定时，主要是对水源地保护区生态系统所提供的产品及服务的价值进行估算，按价值形态来划分，可将其分为生态价值、经济价值和社会价值。徐琳瑜等（2006）以厦门市莲花水库工程为例，认为水库工程运行期生态补偿的最终目的是维系其生态服务功能的正常发挥，这些生态服务功能是通过激励水库汇水区及库区生态环境保护的行为来实现的，而其生态服务功能价值就可以用来确定生态补偿费标准，他们还根据莲花水库库区（包括汇水区）不同的土地利用方式，分别计算出自然价值、社会价值和经济价值，经计算得到所需生态补偿费为 1.29 亿元，且通过比较这个数值是相对合理的。刘桂环等（2010）利用生态系统服务价值法对官厅水库流域生态补偿标准进行了测算，得出 2008 年官厅水库的生态系统服务价值要高于 215.82 亿元，并认为此计算结果应作为补偿标准的上限。黄一凡（2012）通过水量平衡法计算了辽东森林年涵养水源的总量，然后采用影子工程法估算其生态服务功能经济价值，以此为基础，量化了大伙房水库上游水源保护区每年需要得到 2440 万元的直接经济补偿，水源涵养功能价值为 389 元／公顷·年。
相对于其他生态补偿标准确定方法，生态服务价值评估法确定的补偿标准偏高，在实践中一般将生态服务价值评估标准作为生态补偿标准的上限。
成本法是指通过可量化的指标，相对客观地对水源地保护区的生态补偿标准进行测算，其可行性与操作性较强，因此运用较为广泛。水源地生态保护与建设的总成本可分为直接成本和间接成本。其中，直接成本是指那些相对比较容易量化的、通常有财务数据做支撑的，且在开展生态建设保护的各项措施时必须直接投入的人力、财力、物力；间接成本又称为机会发展成本，指的是由于资源的有限性，为保护水源地保护区的生态维护与水源涵养功能，而放弃的其他方案中最大经济效益的选择方案，包括当地发展权受限导致的损失等。
也有的学者认为生态服务价值法估算的结果作为生态补偿标准的上限并不妥当，如张郁等（2012）指出因为这种估算方法并不能反映生态服务功能的增值或损失，他们认为成本法可以近似地反映生态系统服务提供者和保护者所遭受的经济损失，是当前及今后一段时期内易于接受、较为合理的确定生态补偿标准的方法，并利用成本法估算出大伙房水库输水工程水源地生态补偿的最低标准为 15958.5 万元，通过比较，这种方法计算出来的补偿额是接近客观实际的基本补偿标准。李彩红等（2013）指出水源地生态补偿标准的确定不仅需要考虑环境保护过程中产生的直接投入，还需要考虑由此产生的机会成本，并以大汶河流域为例，从企业、居民、政府三个层面的受损主体对其机会成本损失分别进行了测算，得出莱城区 2010 年在水资源保护中发生的机会成本大约为 1880136 万元。张韬（2011）利用机会成本法对西江流域水源地保护区的水资源生态服务系统价值进行了估算，以此作为该地区为保护水源地而放弃的一部分产业发展的生态补偿标准。陈江龙等（2012）认为对于水源地保护区发展权损失的测算，实质上是对水源保护行为投入产出效益的评价，保护行为的成本可以用机会成本法来估算，据此在地理要素修正的基础上，应用区域比较法评价了太湖东部水源保护区的发展权价值损失为 423868.5 万元，并以此作为生态补偿的标准。
还有的学者对水源地生态环境保护的机会成本进行了研究。薄玉洁等（2011）利用机会成本法，分别对水源地第一产业、第二产业和第三产业的发展权损失进行了测算，并指出在具体补偿实施时，可以综合考虑水源地补偿区、受偿区以及整体大环境的经济社会发展状况进行逐年补偿，而不必一次性给付。禹雪中等（2011）指出虽然基于成本法计算的生态补偿量的核算依据易于被水资源保护方和受益方所接受，但是目前其核算方法尚不成熟，尤其是在机会成本核算上的不确定性较大。段靖等（2010）对机会成本核算方法进行了改进，提出了基于分类核算的水源地机会成本计算方法，引入增加值增速及收益调整系数进行校正。孔凡斌（2010）运用“工业发展机会成本法”和“成本—效益分析法”，并引入水质修正系数、水量分摊系数和用水效益分配系数，测算出了江西东江源水源保护区的生态补偿标准总额为 51335.2万元。郭志建等（2013）认为不同流域中水质和水量的重要程度不同，其生态建设和保护的成本以及生态补偿额就不同，并以大汶河流域为例，分别计算出基于水质和水量的生态补偿额，通过测算，2008 年大汶河流域泰安段应向上游水源地莱芜补偿 33.69 万元。
意愿价值评估法又称为条件价值评估法，是以福利经济学理论为基础，通过构造生态环境物品的假想市场，调查获知消费者的支付意愿或受偿意愿，从而实现非市场物品的估值方法。靳乐山等（2012）采用意愿调查法通过实地调研得出贵阳鱼洞峡水库水源地下游用户总的支付意愿达 847 万元／年，同时还全面估算了上游龙里汇水区的生态环境治理维护成本，认为生态补偿标准应该介于上游生态保护费用与下游支付意愿之间。彭晓春等（2010）采用意愿价值评估法估算了东江流域上游农民的受偿意愿和下游居民的支付意愿，分别是 360.75 元／（年·hm 2 ）和 332.7～364.5 元／（年·户），并且通过回归分析发现，下游居民的支付意愿受其收入、受教育水平、自来水水质影响明显，而上游农民受性别和受教育水平与其受偿意愿影响显著。徐大伟（2012）通过对辽河流域居民的实地调研，运用条件价值评估法（CVM）对其补偿意愿（WTA）和支付意愿（WTP）进行了测算，利用非参数估计法和参数估计法，测算得出辽河流域生态补偿标准分别为 160.72 元／（人·年）和 255.97 元／（人·年）。这样通过同时测量受访者的WTP和WTA，可以较为真实地反映他们的实际支付意愿，一定程度上来说，可以解决单独测量其支付意愿（WTP）作为补偿依据而带来的补偿金偏高问题。
除了生态价值评估、成本法和意愿价值评估法，市场价值法、水足迹分析法、博弈法以及综合法等也得到学者的关注。韩美等（2012）运用环境保护投入费用评价法和市场价值法等量化了黄河三角洲湿地的生态补偿额，通过计算发现，依据生态服务功能价值计算的生态补偿量 6599 元/hm 2 ，远高于依据市场价值法计算的补偿标准 4381 元/hm 2 。耿涌等（2012）和邵帅（2013）认为现有的生态补偿标准测算方法或者模型对水资源评价的精确度难以控制和预测，这些方法并未将人类的参与状况纳入考虑范围，而基于水足迹模型的生态补偿标准测算方法可以定量地将虚拟水资源纳入测算范围中，这种方法可以全面反映某一区域水资源的占用情况，从而判断这一地区水资源的安全状态，因此利用水足迹分析法计算出来的生态补偿额相对客观、准确，从而流域上下游之间生态补偿的公平性和认可度能够得到提高。庞爱萍等（2010）构建了基于水环境容量的水源地生态补偿标准模型，并对漳卫南流域几个重要水源区的生态补偿额进行了计算，这种方法可以根据每年上下游的水质情况来确定补偿者，从而能够动态地对流域上下游进行生态补偿标准的核算，有利于环保政策的推行和实施。刘玉龙等（2009）以新安江为例，从福利经济学的角度，借助边际价值的概念，通过分析上游补贴、下游征税、谈判这三种实现流域帕累托最优的方法，核算出上下游生态补偿额度应该在5.2 亿元和 136 亿元之间进行选择，并建议采用谈判的方式在补偿额度上达成一致，从而达到帕累托最优状态。
还有的学者利用博弈理论和方法分析水源地保护区生态补偿中各利益相关主体的行为选择，王爱敏等（2015）利用利益相关者理论从生态补偿主体和补偿客体两方的利益诉求出发，通过构建纳什均衡矩阵，分析了二者参与生态补偿的行为选择及其影响因素。李维乾等（2013）以水质水量作为模型的输入参数，构建了基于改进的Shapley值的数据包络分析（DEA）合作博弈模型，并以新安江为研究对象，对其上游水源地保护成本与生态建设进行分摊，从而使整个流域的效益达到最大值。
也有的学者结合当地的实际情况，在综合分析两种及以上计算结果的基础上确定一种最合适的补偿标准。刘强等（2012）利用生态保护总成本法和意愿调查法对东江流域上游水源地生态保护总成本（包括直接成本和发展权损失等的间接成本），以及下游用水城市居民的支付意愿进行了量化，并引入水质修正系数和水量分摊系数，通过计算，得出生态补偿额度为 24.69 亿元／年，而下游四市生态补偿支付意愿总额为 5.91 亿元／年，二者相差了 18.78 亿元。乔旭宁等（2012）以机会成本和直接成本为基础的综合成本法，结合流域生态损益法和支付意愿法，计算出了渭干河流域生态补偿的高、中、低三种标准，将其分别作为补偿的上限、参考值和下限，通过分析发现，不同补偿标准对流域农牧民的生计和福祉会产生较大影响，如果按照参考标准8.67％进行补偿，水源涵养区的农牧民收入水平就可以达到流域的平均收入水平。
还有一些学者如马俊丽等（2012）认为公平合理的水源地生态补偿标准应该充分考虑到补偿主体的支付能力，以及补偿对象的接受意愿，并将资源价值法和支付意愿法结合起来，测算了贵阳市花溪水库的生态补偿标准上限和下限。王彤等（2010）在综合考虑供给方和需求方的利益角度，建立了水库流域生态补偿标准测算体系，并以大伙房水库流域为例，利用基于水库上游水源保护区的生态系统服务评价法、总成本法和基于下游用水城市的支付意愿法，分别计算出补偿标准的上下限，在综合考虑上游水源保护区做出的贡献及下游用水地区的支付能力基础上，将补偿金额定在 10000 万元，并指出这一补偿标准可以使水资源供给方和需求方都能接受。
作为生态补偿的核心问题与难点，补偿标准的确定直接关系到生态补偿政策制定和完善的可行性、科学性以及实施效果。上述主要是针对目前学者们常用的有关水源地生态补偿标准的测算方法进行了总结，事实上，流域生态补偿标准的不同核算方法都有其自身的优缺点（见表1.1），因此在实践中，可以根据流域生态补偿的具体情况来选择适当的补偿标准测算方法。
表1.1 水源地保护区生态补偿标准几种测算方法比较
水源地保护区生态补偿方式解决的是如何进行补偿的问题，它指的是补偿主体对补偿客体进行补偿的形式与途径，它集中体现了水源地保护区补偿主客体之间的权利义务关系，是生态补偿政策得以实现的最终落脚点，也是生态补偿制度的中心环节。水源地保护区生态补偿的方式和途径很多，按照不同的依据和准则其分类不同。江秀娟（2010）提出从生态补偿主体的角度对生态补偿方式进行分类，可以将其分为直接补偿与间接补偿；从补偿客体的角度进行分类，可以将其分为货币补偿、实物补偿、政策补偿及智力补偿，这四种补偿方式在立法中明确规定了补偿主体和补偿客体的权利与义务，这种分类有利于补偿客体主张其受补偿的权利，也是将来在相关生态补偿立法中所选择的分类模式。葛颜祥等（2006）认为直接补偿是给予生态环境服务提供者的直接现金或实物等的补偿方式，资金来源主要是中央财政支付，在实践中为了减少水源地生态补偿的运作成本，还常采用地区以及部门直接补偿的形式；间接补偿包括政策补偿、智力补偿、项目补偿等方式。黄昌硕等（2009）认为补偿措施必须是机制化且长效的，同时还需要辅以阶段性或暂时性补偿措施。目前我国生态补偿主要是通过行政调节来实现的，市场补偿方式是这种行政补偿方式的补充。
徐永田（2011）认为生态补偿方式决定生态供给者获得何种补偿、决定生态供给者获得补偿的时点、决定生态供给者获得补偿的期限，并影响着生态供给地区生态保护的积极性。根据补偿对水源地经济的促进性和生态保护的激励性，可将补偿方式分为输血型补偿、造血型补偿以及生态造血型补偿，另外还指出在水源保护区生态补偿方式的选择上，要结合不同补偿对象的特点以及受损的性质来确定，且应尽可能采用生态造血型补偿方式。王青瑶等（2014）认为目前湿地生态补偿的方式过于单一，不同的湿地保护模式应该运用多元化的生态补偿方式，也就是说对于湿地自然保护区的核心区、缓冲区和实验区，其生态补偿方式应有所不同，同时还应将输血型补偿方式和造血型补偿方式结合起来，从而实现湿地生态补偿方式多元化，防止湿地生态功能退化，有利于我国湿地生态补偿的有效实现。王成超等（2013）以福建省长汀县为研究案例区，研究了现金补偿、实物补偿、技术补偿和政策补偿等不同生态补偿模式对农户可持续生计的影响，通过研究发现，现金补偿仅仅在一定程度上缓解了农户的生计压力，其生态保护意义相对较弱；实物补偿是研究区采用的最主要的生态补偿方式，在一定程度上夯实了农户的物质资本；而技术补偿、政策补偿和产业补偿方式的实施应进一步加强。赵雪雁等（2010）以甘南黄河水源补给区为研究区，利用问卷调查资料分析了当地农牧民对不同补偿方式的偏好，以及不同补偿方式对其生计能力的影响，结果表明对现行的退牧还草工程补偿方式，农牧民并不太满意，从而提出了应选择现金／实物补偿与能力补偿相结合的补偿方式。苏芳等（2013）指出目前我国政府对农户的生态补偿方式，主要有资金补偿、物质补偿和技术补偿，并通过设计农户生计资本评估体系，分析了张掖市甘州区各种生态补偿方式对农户生计资产的影响，结果显示以农业生产为主的农户倾向于选择技术支持和物质支持两种生态补偿方式，而以非农经营为主的农户则更倾向于资金支持和政策支持两种补偿方式。
通过对已有研究文献综述分析可以看出，国外对于生态补偿的研究起步较早，已经切入了理论应用和实证研究阶段，市场作为补偿资金供求实现均衡的有效配置手段是比较突出的特点之一。我国对流域生态补偿的研究起步较晚。水源地保护区生态补偿作为流域生态补偿的重要部分，虽然得到了国家的重视并在全国各地的实践中积累了丰富的经验和可取的模式，但是从现有的研究文献可以看出，目前国内学者们对于生态保护者的补偿研究居多，对于减少生态破坏者的补偿研究相对较少，而水源地保护区的设立，所面临的补偿问题多为对保护区内的土地所有者、企业和居民等这些减少生态破坏者的补偿问题，并且相关研究基本还是处于法规制度和理论政策的探讨阶段，还没有形成系统、完整的体系。
从近年来学者们对水源地保护区生态补偿问题所进行的研究和探索来看，主要围绕着两个领域，一是对生态保护者的补偿，二是对减少生态破坏者的补偿。学者们的研究大多是从水源地保护区生态保护者的角度出发，对生态保护者的补偿标准和补偿方式等方面进行了探讨，并对一些实践应用案例进行了研究，取得了一些值得借鉴的模式和经验，但是对于那些生产生活方式受到限制，以减少对水源地保护区生态环境破坏的一部分单位和个人如保护区内的土地所有者、企业和居民等，对其生态补偿及补偿范围界定方面的研究较少。
目前对减少生态破坏者的生态补偿标准的测算方法研究相对滞后，无法满足生态实践的需要。补偿标准的测算是生态补偿的研究核心，关系到水源地保护区生态补偿的效果和可行性。目前学者们采用了基于成本、生态服务价值以及补偿意愿等多种方法用于确定具体的补偿额度，并在实践上做了许多尝试性的研究和探讨，然而目前国内对于水源地保护区生态补偿的研究，主要还是集中于生态补偿机制的设计上，着重于总体层面的探讨，而针对减少生态破坏者的补偿标准的量化研究，目前还处于探索阶段，还没有形成一个完整、系统而成熟的测算体系，对于如何制定补偿标准目前尚不统一，理论和实践上都有待进一步完善。
在补偿方式的研究上，目前学者们大多从生态环境保护者角度出发，提出了财政转移支付、生态补偿基金、政策补偿、水权交易以及异地开发等模式，而对于保护区内的土地所有者、企业和居民等减少生态破坏者的生态补偿方式研究较少。并且在实践中生态补偿政策的制定和实施，主要还是依赖于政府的指导文件和行政指令，生态补偿资金的来源主要还是通过财政转移支付来实现，市场化的生态补偿创新方式较少。
从现有的文献来看，我国对水源地保护区生态补偿机制的设计，更多地体现在“扶贫”的意义上，目前还没有相关法律法规或者政策依据支持。水源地保护区生态补偿实质上是保护区当地政府与上下游地区政府之间财政收入的重新再分配过程，而当前在生态补偿资金的筹措和运作方面的相应体制和政策支持缺乏，这在很大程度上影响了补偿资金的筹集、运作和统一管理，加大了生态补偿政策的实施。
我国目前在水源地保护区生态补偿方面的研究和实践仍处于初期探索阶段，相应的生态补偿机制和制度安排的改革还需要一段时间。为了保护水源地的生态环境，迫切需要研究水源地一级、二级和准保护区设立后对于减少生态破坏者的补偿范围、补偿标准以及补偿方式等问题，建立一套各利益主体能够共同认可的、具有可操作性的生态补偿制度。