邵卫东陈末刘浩然

(1.扬州市自然资源和规划局江都分局，江苏 扬州 225000；2.南京农业大学公共管理学院，江苏 南京 210095)

自2017年将“绿水青山就是金山银山”写入党章以来，促进生态价值实现的时代任务日益凸显。但是生态产品价值核算方法缺乏标准，直接限制了各地的具体实施工作。根据Zhang和Paudel的观点[1]，生态产品实现的是经济价值、生态价值和社会文化价值。其中，经济价值凭借着市场的健全成熟，基本完成了价值的显化。然而，生态价值和社会文化价值由于缺乏科学的核算方法和健全的市场机制，现阶段并未形成一套完整的价值实现机制。本文将从功能价值法和当量因子法的特点出发，分析比较彼此的优缺点，期望对相关研究选择合适的评估方法提供参考。

1 功能价值法和当量因子法核算体系概述

1.1 功能价值法

功能价值法是将自然资源生态价值功能进行分类的基础上，根据各类监测统计数据核算生态系统提供产品的实物量和服务量与价格相乘，加总得到价值总量。在核算分类标准设置方面，当前核算的分类依据主要是2005年联合国的千年生态系统评估报告(MA)，具体表现为将生态价值核算分类为供给、调节、支持、文化4大功能评价项目[2]。此外，4大功能服务下还有若干个子服务单元指标，具体量化一级系统的价值。这种分类在我国海河流域、辽宁沿海等地区的研究中均得到了理想的运用[3,4]。

在核算步骤方面，生态产品价值法首先将各个分类项目下子服务单元开展计算，每个子服务单元得到的结果进行加总，得到该分类项目的总生态价值。之后再对其它各个分类项目下的子服务单元计算结果，能够得到4个评价项目的生态价值。最后，将4个生态价值加总，得到该区域总的生态价值。核算公式：

(1)

式中，A表示某种自然资源的生态价值；F为该自然资源的某项生态系统价值的实物量(t)；S为某项生态系统服务的价格(CNY·hm-2)；S为某种自然资源的面积(hm2)。

在核算数据的来源方面，功能价值法的数据由2部分构成，各类自然资源的实物量数据来源，生态系统提供产品的各类价值数据来源。

从实物量数据来源来讲，遥感数据是最基本的来源渠道。美国地质调查局网站，空间分辨率为30m的Landsat7 ETM和Landsat 8 OLI，地理空间数据云上空间分辨率为30m的数字高程模型(DEM)和中国科学院资源环境科学数据中心土地利用类型图[5]等遥感图被广泛运用于各类地区功能价值法的研究。统计年鉴、统计公报、行业评估报告或者前人研究文献也是实物量数据来源的重要取得方式，如，杨青和刘耕源在珠三角自然资源生态价值核算研究中，运用《珠三角九个城市的2015年水资源公报》获取当地的水资源实物量数据。

价值核算方法和价值数据来源会因价值类型的差异有所区别。偏向经济价值的供给功能，一般采用直接市场价值法衡量价格，若该自然资源尚未形成市场经济价值，也可能由政府制定一个单位价格；偏向生态价值的调节功能，数据可能来源《森林生态系统服务价值评估公共数据表》、国家环保总局南京科研所编写的《中国生物多样性经济价值评估》、《中国生物多样性国情研究》等评估报告，或前人研究文献获取二手数据；支持功能数据常来源《化肥市场》或前人研究文献的二手数据；偏向社会文化价值的文化功能，核算方法主要包括旅行费用法和成果参数法，数据可能来源《中国旅游统计年鉴》等统计年鉴和统计公报。

1.2 当量因子法

当量因子法是指根据不同种类生态系统服务功能，基于可量化标准，构建不同类型的生态系统各种服务功能的价值当量，1个标准单位生态系统产品价值当量因子是指1hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值[6]。

在核算分类依据上，当量因子法同样来自联合国的千年生态系统评估报告(MA)。该方法当前已得到普遍的认可，并在长三角、海南岛等地区的生态价值核算中得到运用[7,8]。另外，个别研究的子系统可能因地域差别而有所不同[9]，但总体仍在该框架内。

在核算步骤方面，当量因子法首先需要确定1个标准单位生态系统服务价值当量因子的价值量，核算方法为计算当地主要粮食作物的单位面积净利润与播种占比的乘积后加总。根据当地实际情况，形成研究区域的生态系统服务当量价值修正系数，对基准的单位面积生态系统服务价值当量表予以调整，基准的单位面积生态系统服务价值当量表见谢高地等人研究[6]。根据修正后的研究区域价值当量与各类土地利用类型的面积得到研究区生态系统的服务价值，核算公式为式：

(2)

(3)

(4)

式中，ECf表示某类土地利用类型第f项生态系统服务的价值当量，是根据修正后的基准的单位面积生态系统服务价值当量表得到的；Ea表示1个标准单位生态系统服务价值当量因子的价值量；VCi表示第i种土地利用类型的生态系统服务价值系数；LAi表示第i种土地利用类型的面积，hm2；VCfi表示第i种土地利用类型在第f项生态系统服务价值的系数，ESVf是第f项生态系统服务的生态价值；ESV表示该研究区域的生态系统服务价值。

在数据的来源方面，结合上述核算公式，当量因子法既需要研究区域不同土地利用类型的土地面积数据，又需要修正基准的单位面积生态系统服务价值当量表的生态价值当量数据。因此，在收集数据时，需要考虑生态当量和土地利用面积2方面的数据来源。

在生态价值当量数据来源上，《全国农产品成本收益汇编》、各地区涉及农业的统计年鉴、统计公报等社会经济资料是价值当量数据的主要来源。这是由于价值当量的核算源自主要粮食作物的净利润和播种占比。

在土地利用面积数据方面，当前主要依靠中国土地利用现状遥感监测数据库平台、中国地理空间数据云等网站的遥感数据，并利用ArcGIS的渔网工具，计算得到每个网格下不同土地利用类型的土地面积，或者使用Envi/Erdas等遥感软件，经目视解译等工作后得到尽可能被识别的土地利用数据，最终利用ArcGIS进行几何统计，得到各类型用地的面积数据。总体而言，遥感数据是不同类型土地利用面积数据的基本图像来源，而ArcGIS软件则能够计算得到所需数据。综上所述，2种核算方法的特点可以概括为表1。

表1 功能价值法和当量因子法的核算特点

2 2种生态价值量核算方法优缺点比较

2.1 功能价值法

从优势上看，功能价值法集中表现为2点：从供给功能核算结果出发，功能价值法是一项基于市场理论，通过将不同生态物质量转化为货币价值的方法[10]，该思路针对偏向经济价值的供给服务功能，核算结果足够真实；从核算范围出发，功能价值法能够核算单一土地利用类型下的自然资源生态价值、如果研究区域的生态价值主要由某一类土地提供，如海拔较低的山岳旅游景区，发挥生态功能的土地类型主要为林地，葡萄果园旅游发挥生态功能的主要为园地，此时核算结果将更为集中。

从劣势上看，功能价值法存在不足：从核算步骤出发，功能价值体系模型的参数众多，数据信息计算量过大，计算量十分复杂[11]；从子系统核算结果出发，功能价值体系在个别子系统核算时有使用支付意愿法的偏好，这种方法将生态利益这一复杂结构简单化为访谈，直接影响了核算数据的真实性，同时受主观影响，结论也可能与真实意愿不相符[12]。

2.2 当量因子法

从优势上看，当量因子法具有几大优势：从核算分类标准出发，当量因子法体系核算更具规范性，这是源于该方法具有统一的子系统标准和基准的单位面积生态系统服务价值当量表；从核算步骤出发，当量因子法体系计算生态价值上较功能价值法更简便，且具有横向可比性；从数据来源出发，当量因子法较功能价值法的数据需求量少，相比功能价值法体系，该方法不需要大量对生态价值转化的估算，由于具备基准的价值当量表，在核算研究区域价值当量上仅需要通过NPP、NDVI等系数对基准表予以修正即可运用；从普及理解角度出发，当量因子法可以快速加总和比较不同服务，贴近非专业的政府人员和民众[13]。

从弱势上看，当量因子法体系也存在约束：从核算结果而言，由于当量因子法基于当量表，因此必须核算各种土地利用类型的生态价值，这可能导致结果存在高估；当量因子法针对的是一个地区宏观的平均化量值，无法完全反映区域内的具体生态系统特征[14]。综上所述，两者的优缺点比较可概括为表2。

表2 功能价值法和当量因子法优缺点比较

3 总结

本文探讨了国内学界广泛应用于自然资源价值量核算的2种体系——功能价值法和当量因子法的特点，2种方法各有利弊，因此在实际应用中可根据研究目的及侧重点做出合适选择。