【核算技术】当前我国生态产品价值核算存在的问题与不足-山东大学黄河生态产品价值实现研究中心

学术成果

【核算技术】当前我国生态产品价值核算存在的问题与不足

发布日期：2022年12月23日 07:28 点击次数：

编者按

生态产品价值核算是践行“绿水青山就是金山银山”理念的关键路径，是促进生态产品价值实现的重要基础性工作。研究团队在长期研究的基础上，系统总结了我国生态产品价值核算的发展历程与实践进展，深入分析阐释了当前核算存在的问题、不足与认识误区，进而提出了生态产品价值核算未来推进的重点方向。鉴于研究内容的推进进度，研究团队对“核算技术”栏目系列文章的内容进行了调整，敬请关注。

本期发布的内容为当前我国生态产品价值核算存在的问题与不足，此文是拟发表论文的部分内容。

第一期厦门GEP核算：从科学研究到统计年鉴
第二期我国生态产品价值核算的研究进展与实践推进
第三期当前我国生态产品价值核算存在的问题与不足
第四期我国生态产品价值核算的认识误区与推进建议

当前我国生态产品价值核算存在的

问题与不足

我国已出台一系列生态产品价值核算技术规范，但在核算范围与评估方法上尚未达成一致。本研究以国内公开发布的 12 部核算技术规范为研究对象，从核算科目与范围、实物量评估方法、价值量定价方法三个关键环节对生态产品价值核算存在的问题进行识别与总结。研究发现，当前我国生态产品价值核算仍存在着核算科目与范围认识不统一、实物量评估方法不确定性大以及价值量定价方法主观性强等问题，生态产品价值在当前无法被精确核算。

表1 我国生态产品价值核算技术规范对比

核算科目与范围

不同技术规范体系包含的核算科目不同，本研究采用广泛存在且准确表达涵义的体系所用名称，分析各技术规范对核算范围与科目的认识差异。不同核算体系在分类上普遍采用物质产品、调节服务、文化服务的“三分法”（表1），体系7结合区域特点在此基础上增加了支持服务与冰雪服务，体系9从生态系统功能的角度将生态产品分为生态系统产品等7类。通过分析整合不同核算科目的含义，本研究将12部核算规范涵盖的所有科目归纳整理为27项，并采用物质产品、调节服务、文化服务和支持服务的“四分法”^[15]重新对其分类，将9个及以上体系所共有的科目定义为高共识科目，4-8个体系所共有的科目定义为中共识科目，3个体系以下则为低共识科目（图1）。研究发现，高共识科目和中共识科目分别达13项和5项，占所有核算内容的2/3，主要集中在物质产品和调节服务，而低共识科目共9项，主要集中在文化服务和支持服务。共识度分析的结果表明，当前的技术规范对文化服务和支持服务仍存在比较大的认识差异。

图1 我国生态产品价值核算技术规范体系共识度分析

共识度差异产生的主要原因在于生态产品本身属性特征差异大，对人类贡献的形式多样，导致不同体系对核算范围的认识不统一。共识度较高的物质产品和调节服务往往概念清晰且具备成熟的核算方法，例如农林产品、水源涵养等；对于没有生物生产参与或地方产出存在差异的核算科目通常表现为中共识，像生态能源没有明确的生物生产作用 ^[13] 、负氧离子多出现在森林生态系统丰富的地区 ^[14] 等；低共识科目则主要涉及概念模糊的人居环境调节以及一些生态系统中间服务或支持服务，如体系7提及的养分循环价值等。核算范围认识不统一是导致不同地区核算结果存在较大不确定性的重要原因，既会因为核算科目的遗漏导致核算结果有所亏缺，也会因为部分核算科目内容的重复核算而导致结果存在虚高水分。

机理不清与数据缺失导致部分已被证实对人类福祉贡献巨大的重要核算科目被遗漏。以MA^[15]、TEEB^[16]、IPBES^[17]等国际主流生态系统服务指标体系为对照，国内核算体系未包含或未采用生物物理模型计算的科目作为筛选标准，研究发现生态系统减灾、非常规污染物控制、面源污染控制和病虫害控制等重要科目被遗漏（表2）。例如，生态系统减灾服务机理复杂，涉及致灾因子、孕灾因子和承灾体等多项因素的共同作用 ^[18] ，生态系统与自然灾害定量耦合关系不清晰、关键数据缺失、自然和人为贡献率难以界定等难题尚未解决，导致当前除洪水调蓄外的其他自然灾害调节均未纳入现有核算体系。此外，国内外核算体系制定的导向不同也是造成核算范围存在差异的重要原因。国际体系以构建理论框架尽可能囊括更多生态系统对人类福祉的贡献为目的，而国内体系以计算各项服务的实际价值为导向，因此通常只选择具有方法和数据支撑的核算科目。

表2 核算过程中存在的遗漏亏缺科目

一些不应纳入核算范围的内容会使生态产品价值核算结果存在虚高水分，具体表现为以下五种情形：（ 1 ）将部分自然资源存量纳入核算；（ 2 ）将人类投入产生的惠益纳入核算；（ 3 ）将未产生实际惠益的假想服务纳入核算；（ 4 ）将中间过程或支持服务纳入核算；（ 5 ）将非评估区域产生的服务纳入核算（图 2a ）。资源存量、人类投入、假想服务并非人类直接从生态系统获得的流量惠益，将其核算会造成生态产品价值的过高估计 [22] ，例如，将 2015 年厦门市农林产品生产中人类投入纳入核算，核算结果将虚高 50.7% ；将厦门市全年低于 26 ℃的天数纳入生态系统降温服务核算，核算价值将虚高 205.9% 。中间服务不直接对人类社会产生惠益，而是作为生态系统提供物质产品、调节服务和文化服务的中间过程间接使人类获益，如若核算会造成价值的重复计算 [23] ，像初级生产的直接、间接和未被利用部分分别被纳入食物生产、原材料供给和固碳服务核算 [24, 25] （图 2b ）。部分生态产品的供给和收益呈现边界不清的特点，核算过程中极易产生属地混淆现象， Li 等 [26 ] 发现京津冀地区范围内有约 69.2% 的区域受上游来水影响，水资源供给的价值若包含外部区域输入客水会使核算结果偏高。

图2 （ a ）核算中的虚高水分；（ b ）初级生产不应核算的原因

本研究选取 3 个全球生态系统服务评估典型案例作为样本，研究核算范围认识不一致对结果产生的影响。 Constanza 等 ^[26] 、 Watson 等 ^[27] 、 Jiang 等 ^[28] 分别在 1997 年、 2005 年、 2017 年采用价值转移法、文献分析法、生物物理模型计算了全球 GEP 的价值（图 3 ）。由于三个体系核算年份不同，核算科目不同，核算方法不同，核算结果不能直接用于比较，本研究对研究数据进行了预处理和归一化使其总体可比。数据预处理过程分为四步，首先统一核算区域，将研究区域限定在全球陆地生态系统，去除 Constanza 体系中海洋的生态系统服务价值；其次规范核算科目，明确气候调节服务的内涵，采用气候调节统一表示为生态系统降温增湿价值局地气候调节，用固碳价值表示全球气候调节；然后合并模糊科目，三个体系中的物质供给类和文化服务类具体科目核算范围难以一一对应，将其统一合并为供给服务和文化服务两类科目进行统计；最后考虑通货膨胀因素，利用通货膨胀系数将价值都转换为 2017 年水平。通过对结果进行归一化互补比较，以体系间共有的核算科目结果为基础，将所有科目核算结果等比例放缩至同一水平，至此获得三个总体可比的核算结果（图 3 ）。

图3 全球不同体系差异示例（单位：万亿）

研究发现，核算范围认识不一致对最终结果影响巨大。 Constanza 体系遗漏了两项科目共 85.79 万亿美元的价值，相当于已核算科目价值的 190% ； Watson 体系遗漏了 10 项科目共 22.18 万亿美元的价值，相当于已核算科目价值的 887% ； Jiang 体系遗漏了 8 项科目共 34.66 万亿美元的价值，相当于已核算科目价值的 23% （表 3 ）。对核算价值影响最大的科目是气候调节和养分循环， Watson 同时忽略了这两项科目，导致遗漏价值近乎达到核算价值的 9 倍。

表3 全球不同体系归一化后的核算结果

实物量评估方法

生物物理模型是所有核算方法体系的基础，也是国内核算体系中最常用的实物量评估方法，但由于涉及的模型方法多样，存在数据处理方式、参数选取过程差异大等问题（图4），导致实物量评估方法不确定性较大，核算结果难以验证。

图4 实物量评估中存在的问题

同一核算科目采用不同的生物物理模型会导致实物量评估结果存在较大差异。同一核算科目存在多种实物量评估模型，不同模型依据的理论、假设、分析方法等存在明显差异 ^[29] ，以固碳服务为例，可采用的模型包括基于地面观测的生物量测定法、涡度相关通量法；基于经验参数的固碳系数法、净生态系统生产力法，通过建立气候因子与净初级生产力之间回归方程的气候统计模型，包括 Miami 、 Thornthwaite Memorial 和 CIM 模型等；基于遥感影像获得光合作用率进行净初级生产力估算的光能利用率模型，包括 CASA 、 GLO-PEM 和 VPM 模型等；以及基于植物生理生态过程及其影像因子的过程模型，如 CENTURY 、 Biome-BGC 和 TEM 模型等 ^{[30, 31]} 。不同模型得出的固碳量评估结果相去甚远， Piao 等 ^[32] 通过分析不同模型计算得出的中国陆地固碳实物量，发现结果差异将近 10 倍； Cai 等 ^[33] 使用 7 种固碳模型评估了全球固碳量，发现 VPRM 模型得出的最大值固碳量与 CASA 模型的最小值固碳量差值可达 446 亿吨 C/ 年（图 5 ）。

图5（a）固碳科目核算方法；（b）中国陆地固碳量^[32]；（c）全球固碳量^[33]

同一模型参数选取不同也会导致实物量评估结果差异大且难以验证。当前国内核算技术规范提供的核算方法几乎都涉及参数，且以经验参数为主，并非基于本地监测数据建立的体现区域生态特点的参数集（表 4 ）。经验参数会受到采集环境、实验条件、计算方法等多方面因素的限值而不具备普适性 ^[35] 。例如常用于计算土壤保持服务实物量的 RUSLE 和 USLE 模型中涉及的土壤侵蚀性系数、坡长 - 坡度系数、覆盖 - 管理系数等，这些参数在评估区的实际值与其原获取地可能存在差异而导致评估区核算结果存在较大不确定性 ^[35] 。由于参数选取的不同，不同学者利用 USLE 模型计算得到的三江源土壤保持实物量差异可达 21 倍 ^[36-3 ^9] 。

表4 国内技术规范不同核算科目中采用的模型参数

数据处理方法的不同是导致实物量评估结果产生不确定性的另一重要原因。冯锦明等 ^[40] 研究发现对气候因子采用 Kriging 、反距离加权、双谐样条等不同空间插值方法进行计算，所得结果的最大与最小值差异接近 4 倍。数据处理方法的差异也会造成模型参数的不同，从而导致核算结果的不确定性。同一参数可能存在多个适用性相似的设置方案，参数设置的选择会受到研究者主观性等因素的影响。以 RUSLE 模型为例，多项研究曾提出多个相应的覆盖 - 管理系数供选择，选择不同的系数将获得不同的土壤保持实物量， Alewell 等 ^[41] 总结出至少十种可以用于估算 RUSLE 模型中坡长 - 坡度系数的处理方法，不同研究间的结果差异可达约 16.5 倍（图 6 ）。

图6 RUSLE模型坡长-坡度系数在不同研究中计算结果^[41]

价值量定价机制

在生态产品实物量评估的基础上，结合一定的定价方法，通过计算可以得到生态产品货币价值。国内核算技术体系涉及的定价方法包括直接市场法、替代市场法、假想市场法、价值转移法及能值货币法（表5），不同定价方法具有不同的特点和适用范围。

表5 生态产品价值量核算主要方法

替代市场法的定价锚点受主观人为选择的影响。同一核算科目在采用替代市场法进行价值量核算时，有多个定价锚点可供选择，核算过程中更倾向于选择较高的价格来源。以固碳服务为例，常见的定价锚点有瑞典碳税、中国碳社会成本、造林成本以及中国碳交易均价等，瑞典碳税与中国碳交易均价之间的差别达50倍（图7a）。而COD净化服务以污染物处理成本和环境保护税定价差别也达7.7倍（图7b）。定价锚点选择受人为影响大的另一方面表现为在价值锚定时会考虑不同要素间的匹配性，如在水环境和大气环境生境状况相近时，核算人员会考虑选取合适的定价锚点使大气净化的价值与水体净化的价值相匹配^[22]。

注：数据来源于各地技术规范提供的参考定价

图7 同一核算科目不同定价来源对比

假想市场法的定价来源于受访人群的主观意愿，主要包括条件价值法和选择实验法。范紫娟等^[47]采用条件价值法和选择实验法评估人群对三江平原湿地生态保护的支付意愿，得出的价格相差154元/人·年，研究中发现支付意愿与受访人的年龄、职业、受教育程度、收入水平密切相关。基于条件价值法调查出的受访人群对环境改善支付意愿与接受环境损害赔偿意愿也不一致。赵丽^[48]以长江重庆段的生态价值为研究对象，发现相比于支付居民更倾向于接受补偿，其中的差别可达240元/人·年。

价值转移法的定价存在主观选取随意性强的现象。价值转移法是将已有研究的价值评估结果转移到待研究区域，本质上是对已发表数据的整理和统计分析。该类方法的研究结果受可获得的实证研究的文献数量和质量影响，de Groot等^[44]对全球20项研究的数据开展Meta分析，得出全球湿地生态系统服务价值为47.4万亿美元，Constanza等^[45]通过文献分析法搜集了300多个研究案例的665个数据，整合计算后得到单位面积平均价值，得出全球湿地生态系统服务价值为36.2万亿美元，两项研究结果相差11.2万亿美元。

图8 制约核算结果应用的层级框架图

通过上述总结论证，可以发现生态产品价值在当前无法被精确核算，核算结果普遍存在着精确性低、重复性差以及主观性强等缺陷，使核算结果在实际应用上仍然存在局限性，在生态保护领域仍难以发挥出类似GDP在经济领域的“指挥棒”作用（图8）。具体表现为：一是核算结果存在缺乏社会公认度和市场认可度，由于核算科目、模型方法的差异，同一区域核算结果存在巨大差异且难以验证；二是核算结果不具有实际经济意义，不具备直接用于交易、定价、贷款和考核的现实基础；三是地方难以定期开展自主核算，生态产品价值核算尚未像GDP核算一样建立政府业务部门基于报表自主开展实施的统计核算制度与定期发布制度。

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作者简介：

陈鑫，山东大学环境科学与工程学院硕士研究生；任耀发，山东大学生命科学学院硕士研究生。

本期编辑|张琳

责任编辑|张林波

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