引言

随着社会经济的进步，人类在创造物质资料的同时，对生态系统造成严重的影响，自然生态系统破坏、环境污染问题愈发严重^[1]。从生产关系角度，自然环境不断地为社会生产提供生活、生产资源，但是人类社会却不断地向环境中排放污染物，长此以往，必然导致资源耗竭、环境损害，因此需要弥补自然环境的亏损，实现人与自然可持续。2010年国务院发布的《全国主体功能区规划》首次提出生态产品的概念，将其生产能力看作是社会生产力的重要组成部分；2012年党的十八大文件中指出“增强生态产品的供应能力”；2016年国务院印发《“十三五”生态环境保护规划》，再次强调“提高优质生态产品供给能力”。生态产品是人类有意识地为保护生态环境而生产的自然资源，即凝结人类劳动的自然要素。由于生态产品具有非竞争性、非排他性等特点，我国开始探索生态损害赔偿、生态保护补偿以及生态资源产权交易等制度，试图纠正公共物品的市场失灵，以正确体现生态产品的价值。鉴于此，本文基于均衡价值理论，探索生态产品的定价方法，并将其应用到生态补偿标准制定的实践中，为完善生态产品价格形成机制、促进生态文明建设提供参考。

1 文献综述

生态产品是我国特有的概念，其内涵随着人类生态文明意识的发展不断深入、扩展，任耀武首次提出生态产品是通过生态工艺生产出来的安全可靠无公害的产品^[2]。国内学者对生态产品的概念及其与公共产品、自然要素等的关系有不同的理解，一般认为生态产品是构成各种天然的或人工改造的生态系统的一种自然要素，由于其具有生态正外部性的特征，不是传统意义上的商品，因而一般将其与物质产品、文化产品并列；生态产品与自然资源和生态系统密切相关，国外与生态产品相近的概念是生态系统服务^[3-5]。随着《全国主体功能区规划》和党的十八大报告对生态产品概念的明晰，学术界对于生态产品的认识也逐渐成熟，即从单纯的自然要素或生态环境过渡到凝结人类劳动的自然要素。其实，从目前存在的生态产品价值实现途经出发，有助于理解其内涵。曾贤刚提出生态产品的价值实现有直接市场交易、生态资本产业化经营以及生态购买三种方式^[3]。何金祥讨论了公益性生态产品与非公益性生态产品的两类价值实现方式^[4]。高晓龙按照资金来源的不同，将生态产品价值实现模式分为公众付费、公益组织付费、政府付费及多元付费四类^[5]。张林波等从市场交易、政府激励方面出发，提出生态保护补偿、生态权属交易以及绿色金融支持等途径^[6]。结合自然资源部公布的两批生态产品实现案例，依据其市场化程度，生态产品的价值实现途径可分为政府主导、政府—市场混合、市场主导三种模式（表 1）。考虑到生态产业实际上是追求一种绿色发展模式，涉及的生态产品与经济产品无本质区别，因此，本文主要针对前两种价值实现模式下的生态产品展开。具体而言，生态产品的内涵可概括为强调生态资源或自然产品的再生产与人类的主观性，以发挥生态功能为主的自然要素，如生态防护林的营造、禁牧还草等生态建设中的对象。

生态产品相关的定价方法可归纳为成本计算与生态系统服务价值评估两条思路（表 2）。从成本的角度，考虑所需的各项建设成本、经营保护成本以及生产过程中放弃其他发展机会的损失，即生产建设成本与机会成本之和。不少学者认为，成本法只能保证生产方的现有利益不受损害，而不能提高其生产积极性，因此一般将其作为价格下限^[7]。从生态系统服务价值评估角度则是核算生态产品的供给、调节、文化等生态系统服务价值，评估方法主要有生态系统生产总值核算法、当量因子法与能值法三类^[8-12]，但这种方法存在计量不准确、估算结果过高等问题，难以在实际的评估中应用，一般将其作为价格参考上限^[13]。

综合来看，已有的文献对生态产品定价方法从理论与实证层面展开了积极的探索，但仍存在一定局限：①生态产品的价值内涵模糊。生态产品兼具食物、原材料供应等直接使用价值与固碳释氧、净化空气等调节服务以及休闲、娱乐等文化服务的间接使用价值。基于生态产品的定义，消费方的生态需求往往是调节服务等间接使用价值，而生态系统服务价值评估的是全部的使用价值，二者并不等同。目前基于生态系统服务价值评估的思路，一般计算的是供给、调节、文化服务全部的价值，但是没有考虑单纯的生态需求往往仅是调节服务的价值，就会导致这种思路计算出的价值偏高。②在价格评估时没有考虑供求关系。商品的价格是生产者与消费者在市场竞争中形成的，生态产品作为一种特殊的商品，生产费用与需求效用并不能直接转化，存在“二元价格体系”，这也是导致其价格难以准确评估的原因。成本法或生态服务价值评估法都没有将生产方与消费方纳入一个体系考虑，因此难以反映其真实价值。本文基于均衡价值论，价值是“费用”与“效用”关系的函数，创新性地将生产费用与生态系统服务效用统筹考虑，并且通过权衡二者之间的供求关系，构建出一种生产费用与生态效用相统一的定价方法。

2 方法研究

基于价值理论分析，生产费用是生产方提供产品的必要耗费，效用是生态产品能对消费者提供生态服务的货币衡量。从资源供求角度看，生产方提供的是物质性的产品，消费方使用的是无形的服务。故从价值理论与资源供求角度，可以将生态产品的实物价值和服务价值分别对应于生产费用和效用。在此基础上，供求双方进行费用与效用的复杂博弈后形成市场价格，因此生态产品价格表现为生产费用与效用的函数并受供求关系的影响，见式（1）。借鉴安晓明的研究，由于生产费用与效用是不同性质的两个量，采取向量相加的方法表征二者的函数关系^[14]；供求系数则借鉴孙庆刚等的研究，综合分析影响生态产品供给与需求的因素，从消费者偏好、生态产品稀缺度以及社会经济发展水平三个方面构建动态的供求系数^[15]，见式（2）。

(1)

(2)

式中，V为生态产品的价格；∑ U为效用综合；∑ C为生产费用总和；K为生态产品供求系数；c为生产费用，包括建设、管护费用；u为生态效用，为基于实际情况考虑的部分生态系统服务；k₁为消费者偏好调整系数，消费者对于生态产品的需求可以通过对生态环境保护支出来体现，同时也可以体现人们的支付意愿，考虑到数据的可获取性，选取环保支出与GDP的比值来表示；k₂为社会经济水平调整系数，反映的是社会经济发展水平，可采用Pearl生长模型进行计算；k₃为生态产品稀缺程度的倒数，采用目标与现存生态产品比值确定。消费者对于生态产品预期价格与其稀缺程度成反比，现存生态产品占目标生态产品的比值越小，生态产品的预期价格越高，反之，价格越低^[16]。此外，生态产品生产的前提是交易过程中双方均受益，因此，价格不仅要高于生产者的机会成本，还要低于消费者的生态效用^[17]。

生态补偿作为目前我国生态产品实现的主要途径，本质是为生态产品或服务付费的过程，生态产品定价方法对于制定合理补偿标准具有重要意义。一般而言，国内学者将生态补偿项目看作政府代表集体利益购买“生态产品”的过程，受偿区域作为“生态产品”的生产者，政府作为消费者。而从另一个角度出发，实行生态补偿政策可看作政府为社会集体提供“生态产品”的过程。那么，在政府不谋取利润的情况下，生态产品的价格等于政府作为供给方的总支出，其中主要包括政府建设生态补偿项目的成本与给予受偿区域的生态补偿两个部分。因此，生态补偿标准可用生态产品价格扣除项目建设成本来表示，见式（3）。

(3)

式中，V₀表示区域生态补偿基础标准；V表示生态补偿项目的价格；c为生态补偿项目建设成本。

此外，针对我国生态补偿政策“一刀切”的现状，有必要在确定区域基础补偿标准之上，基于各地区自然资源条件、社会经济发展水平等的差异，对地区采取不同等级的补偿标准，构建差异化的生态补偿标准方案，见式（4）^{[18, 19]}。从自然、社会经济考虑选取影响生态补偿标准的评价指标因素，标准化处理后得到补偿标准等级调整系数，并在区域基础补偿价格上进行修正计算，从而得到与各地区自然、社会经济条件相匹配的补偿标准。

(4)

式中，V_i为各地区生态补偿标准；S_n为不同补偿标准等级调整系数。

3 实证研究 3.1 研究区概况及数据来源

锡林郭勒盟地处内蒙古自治区中部，草原面积占土地总面积的89.85%。截至2015年，锡林郭勒盟草原生态保护补助奖励机制政策保护面积为27 138万亩^①，达到全盟草场总面积的92%。由于现行生态补偿的力度偏低，由此造成草原生态补偿低标准与牧区牧民高机会成本之间的矛盾。此外，虽然内蒙古依据“标准亩系数”在各盟市实施差别化的补偿标准，但没有进一步考虑盟市内各旗县之间的差异，且“标准亩系数”指标较为单一，过度补偿与补偿不足现象仍然存在。

① 亩：中国市制土地面积单位，1亩≈ 666.67平方米，余同。

实证部分测算2017年锡林郭勒盟禁牧旗县的生态补偿标准，其中，生态补偿项目建设成本数据来自《内蒙古自治区“十三五”时期草原保护建设规划（2016—2020）》、各旗县政府网以及政府采购网中的招标、中标数据；生态效用指标计算中的各参数来自《2018年内蒙古自治区统计年鉴》《2018年锡林郭勒盟统计年鉴》、锡林郭勒盟统计局各项进度数据以及已有的研究文献；其他数据来自全国土壤侵蚀等级数据、各旗县统计年鉴数据，将在后文中详述。

3.2 锡林郭勒盟生态补偿基础标准 3.2.1 生产成本

生态补偿项目的建设成本主要考虑围栏、草籽补播的费用，其中围栏费用包括材料费和人工建设安装费，补播费用包括草籽费和人工撒播费。本文参考各项退牧还草工程实施方案的建设成本，计算5年禁牧期分摊到每年的各项单位面积成本（表 3）。

3.2.2 生态效用

生态效用为草地可以提供的生态系统服务，可分为供给、调节、文化与支持服务。其中，支持服务是其他三种服务的基础，指维持生物多样性等服务，为避免重复计算，一般不纳入生态系统服务核算中。禁牧草场不具有提供草畜产品与休闲观光的功能，且考虑其主要目的是为营造良好的生态环境，因此，生态效用主要考虑草地的固碳释氧、截留雨水、蓄水保土等调节服务。根据锡林郭勒草原生态系统的特点，可归结为四个主要效用：固碳释氧、涵养水源、土壤保持（包括防风固沙与保持土壤养分）与净化空气。

（1）固碳释氧。由光合作用和呼吸作用的反应方程式得出生产每千克干物质会释放1.2kg氧气和固定1.62kg二氧化碳，因此固碳释氧功能分为固碳价值与释氧价值。

(5)

(6)

(7)

(8)

式中，V_C是固碳价值，单位为元/（hm²·a）；V_O是释氧价值，单位为元/（hm²·a）；V_q是固碳释氧总价值，单位为元/（hm²·a）；NPP为净初级生产力，单位为t/（hm²·a）；R_C为草地土壤固碳速率，单位为t/（hm²·a），取0.33^[20]；P_C为固定二氧化碳价值，单位为元/t，这里采用造林成本法与碳税法的平均值752.90元/t；P_O为制造氧气价值，单位为元/t，这里采用造林成本法与工业制氧的平均值330.40元/t；B_g为年单位面积产草量，单位为t/（hm²·a），根据统计资料2017年锡林郭勒盟产草量为0.53 t/hm²；S_bn为生物量到初级生产力的转化系数，取0.45^[21]；S_ug为地上与地下部分净初级生产力的比值，取2.45^[22]。

根据以上参数，可得V_C=1245.60元/（hm²·a），V_O=324.08元/（hm²·a），固碳释氧总价值V_q=1569.68元/（hm²·a）。

（2）涵养水源。根据水库工程蓄水成本对涵养水源服务进行计算：

(9)

式中，V_w为水源涵养价值，单位为元/（hm²·a）；P为年降水量，单位为mm，根据统计数据，2017年锡林郭勒平均降水量为295mm；Q为产流降水量与总降水量的比值，取0.4^[22]；R为减少径流得到效益系数，取0.24^[23]；C_w是单位库容成本，单位为元/m³，2005年水库建设单位库容的推荐使用价格为6.11元/m³，根据2005—2017年固定资产投资价格指数，折算到2017年价格为8.40元/m^3[24]。

根据以上参数，可得锡林郭勒盟水源涵养价值V_w=2378.88元/（hm²·a）。

（3）土壤保持。草地的土壤保持功能体现在两个方面，一是提高土壤抗冲击能力、防风固沙，二是保持土壤中的养分。土壤保持量为潜在与实际土壤侵蚀模数的差值，而土壤保持的养分主要为氮和磷，利用以下公式进行土壤保持价值的估算：

(10)

(11)

(12)

(13)

式中，V_a为防风固沙的价值，单位为元/（hm²·a）；V_b为保持土壤养分的价值，单位为元/（hm²·a）；V_L为土壤保持总价值，单位为元/（hm²·a）；T_h为单位面积土壤保持物质量，单位为t/hm²；S_p为潜在土壤侵蚀模数，单位为t/hm²，内蒙古属于二级风力侵蚀区，取全国土壤侵蚀等级分类中的“强度”级对应的风蚀模数50~ 80 t/（hm²·a），故S_p取其均值65 t/（hm²·a）；S_t为实际土壤侵蚀模数，根据中国土壤侵蚀空间分布图，锡林郭勒盟大部分区域位于轻度风力侵蚀区10~ 25 t/（hm²·a），部分位于轻度与中度风力侵蚀区，故S_t取其均值17.5 t/（hm²·a）；ρ为土壤容重取1.35g/cm³；h为土壤厚度，取0.5m^[22]；C_l为土地年均收入，根据统计年鉴的人均牧业收入与人均牧草地面积计算为129.60元/hm²；C_i为氮磷含量在土壤中比例分别为0.11% 与0.08%^[21]；P_i为氮磷价格，2017年化肥市场年报，尿素1560元/t，磷酸一氨2400元/t；R_i为N、P转化为氮肥、磷肥比例分别为3.74与4（尿素分子量为116，磷酸一氨分子量为60.06）。

根据以上参数，可得锡林郭勒盟草地防风固沙的价值V_a=0.88元/（hm²·a），保持土壤养分的价值V_b=687.08元/（hm²·a），土壤保持总价值V_L=687.96元/（hm²·a）。

（4）净化空气。参考陈春阳等的研究，草地生态系统可以吸收以二氧化硫为主的空气污染物，而对空气质量起到调节作用，可以通过以下公式进行计算^[25]：

(14)

式中，V_s为净化空气价值，单位为元/（hm²·a）；B_g为年单位面积产草量，单位为t/（hm²·a）；S为每千克干草每天吸收二氧化硫的量10^-3kg；d为牧草生长期，根据内蒙古生态与农业气象中心资料，取150天；C_s为二氧化硫削减成本，取500元/t^[26]。

根据以上参数，可得净化空气价值V_s为39.49元/（hm²·a）。

根据以上估算结果，得出构成锡林郭勒盟草地四类调节服务功能的总价值为4676.01元/（hm²·a）（表 4）。

3.2.3 供求调整系数

供求调整系数由消费者偏好调整系数（k₁）、社会经济发展调整系数（k₂）以及规模水平调整系数（k₃）构成。根据统计年鉴资料，2017年锡林郭勒盟环境污染治理投资占GDP比重为6.03%，所以k₁=6.03%。2017年全体居民恩格尔系数为27.5%，计算可得k₂=56.83%。根据“十三五”期间的目标，2015年底锡林郭勒盟共完成退牧还草工程围栏建设5380万亩，到2020年全区天然草原围栏面积任务为1亿亩，计算k₃=1.86。

3.2.4 生态补偿基础标准

基于以上三部分的计算，根据公式（2），区域生态补偿项目的价格为298.08元/（hm²·a）；根据公式（3），锡林郭勒盟基础补偿标准为120.19元/（hm²·a）。

3.3 各旗县差别化生态补偿标准 3.3.1 差异化指标的选取

从自然条件角度，不同的草地类型、载畜量决定了草地的生产能力，会影响提供的生态产品质量的高低，所以自然质量不同的区域补偿标准应有所差别；从社会经济角度，地市级区域生态建设所需材料、劳动力价格比较均匀，但是不同地区超载程度以及牧民对畜牧业的依赖程度有较大差别，必定有部分牧民难以接受一致的补偿标准，进而导致“偷牧”、过度放牧等现象。因此，根据各地区自然资源条件与畜牧业的社会经济水平，补偿标准也应有所差别。研究结合锡林郭勒盟实际情况，考虑数据可获取性，选取产草量、草地类型、超载程度、畜牧业依赖程度、每羊单位畜牧业纯收入这五项指标构建生态补偿标准评价体系^[27]。

产草量的大小是反映草地生产力的主要指标，指一定时期（通常为一年）内单位面积生产牧草的能力。草地类型是在一定时空范围内，具有一定自然和经济特征的草地单元，可以反映当地自然条件、生产力水平的差异。根据2018年锡林郭勒盟土地利用遥感监测数据中对草地的分类，以及覆盖度 > 50%、20%~ 50% 与 < 20%，将草地类型分为高、中、低三种，并分别赋值为5、3、2，草地类型比例与其相应分值相乘后得到草地类型得分。超载程度是指超载的牲畜占合理载畜量的比值，当计算结果为负值时，则说明不超载，取值为0^[22]。畜牧业依赖度可以用地区畜牧业产值占总产值的比重来表示。每羊单位的畜牧业纯收入为畜牧业纯收入与牲畜养殖规模的比值^[27]。

3.3.2 生态补偿标准分区

将各旗县评价指标值采用双曲线函数进行标准化，将原值映射到[-1, 1] 区间，并采取全排列多边形综合指数计算综合指标值S，各项指标值及综合得分见表 5。

依据综合评价得分，利用自然断点法将锡林郭勒补偿标准分为四个等级：Ⅰ级补偿区域，补偿标准实行基础标准，为120.19元/（hm²·a），包括锡林浩特市、西乌珠穆沁旗与苏尼特右旗；Ⅱ级补偿区域，补偿标准在基准标准上上调10%，为132.21元/（hm²·a），包括与东乌珠穆沁旗与苏尼特左旗；Ⅲ级补偿区域，补偿标准在基准标准上上调20%，为144.23元/（hm²·a），包括正镶白旗与正蓝旗；Ⅳ级补偿区域，补偿标准在基准标准上上调30%，为156.25元/（hm²·a），包括镶黄旗与阿巴嘎旗。综合各个补偿等级区域的补偿标准，锡林郭勒盟的平均补偿标准为138.22元/（hm²·a），折合每年每亩9.2元。

4 结论与讨论 4.1 结论

生态产品定价与生态补偿标准合理化、科学化、规范化密不可分，对于我国完善当前市场价格体系，增强生态产品生产能力具有重要意义，进而助于维持人类社会可持续发展。生态产品定价涉及自然生态系统与人类社会经济系统两个方面，在充分体现生态环境价值的同时也要遵循市场规律，合理的定价模型必须兼顾生态价值与社会劳动价值，否则必然会导致片面和失序，难以客观反映其价值。首先，本研究考虑到生态产品不同于普通产品，按照传统成本逼近或生态效用核算只能作为一个范围参考，所以从价值构成出发，厘清生态产品的价格内涵，为确定生态产品定价模型奠定基础；进而分析生态产品中的生产成本与生态系统服务价值的核算方法，基于均衡价值理论提出生产费用—效用的定价方法。其次，对于缺乏市场交易的产品要想表征其供求关系，可以考虑用定性方法修正，所以采用供求调整系数来表示供求变化量的相对关系。最后，从生产成本、生态效用与供求系数三方面创新地构建出生态产品的定价框架。在实证层面，基于生态产品定价方法对内蒙古自治区锡林郭勒盟生态补偿标准进行测算，在此基础上考虑盟内各旗县生态质量、社会经济水平的差异，选取草地生产力、草地类型、超载程度、畜牧业依赖程度、每羊单位畜牧业纯收入等指标构建差别化补偿标准。实证结果表明：生态效用价值为生产成本的20倍之多，草地发挥了重要的生态功能作用；锡林郭勒盟的平均补偿标准为每年每亩9.2元，高于现行每年每亩7.5元的禁牧补助，政府应该适当提高生态补助，促进生态补偿项目更好地实施，正确体现生态产品价值以保护受偿区合理利益。

4.2 讨论

本文研究结果对于探究科学合理的生态产品定价方法并将其应用于各类生态产品交易中具有重要意义：首先，合理的定价方法必须同时考虑生产费用与生态效用价值，且要体现供求双方的关系，做到在充分体现生产成本与生态价值的同时遵循市场规律。其次，“一刀切”生态补偿政策的设计有失合理性与公平性，一方面没有正确反映生态产品价格，另一方面缺乏对区域内部生态产品质量、社会经济差异因素的考虑，因此要建立一套动态化、差异化的生态补偿标准，以满足不同发展阶段、不同区域的需要。最后，基于生态产品定价模型计算出的锡林郭勒盟生态补偿标准与现行的补偿标准基本相符，具有科学客观性、可行性较高。

本文的不足之处在于：由于缺乏生态产品市场数据，采用定性分析的方法表征供给与需求弹性，计算结果无法检验、校核；受数据获取的限制，选取的供求影响因素较为单薄，且计算出的补偿标准可能与当地生态保护政策匹配性方面存在不足。随着生态产品价值实现试点在全国范围内实行，在后续的研究中可运用这些数据模拟市场供需情况以弥补存在的缺陷。

综上，本文为反映生态产品市场价格、政府制定生态补偿标准以及生态产品相关交易价格的磋商提供了理论依据与技术思路，可为打通“绿水青山”与“金山银山”之间的路径提供一定参考。