基于一体化核算体系的农村经济分析

基于一体化核算体系的农村经济分析

新的可持续发展研究模式特别注重在特定时间间隔内对发展本身进行定量评估。对可持续发展进行准确评估是发展研究的核心问题,而评估结果是否可靠首先要看评估方法是否先进。国际上目前最引人注意的评估方法有3种:一是经济系统内的物质流核算(MaterialFlowAccounting简写为MFA);二是基于能量的环境-经济系统分析(Energy-basedAnalysis简写为EbA);三是环境-经济一体化核算体系(SEEA)。目前很多国家和一些重要国际组织将其作为重点攻关对象。简单地说,就是将环境和资源账户作为国民经济核算账户体系(SystemofNationalAccounting简写为SNA)的卫星账户,然后与核心账户对接而形成一体化核算。由于核心账户是货币型账户,环境账户和资源账户是实物型账户,需要将环境账户和资源账户转换成货币型账户。最后,计算出真实储蓄(Sg)。如果Sg≥0,且能一直得以维持,则其发展是可持续的;反之,则是不可持续的。SEEA的优点是将资源和环境的价值核算同整个国民财富增长变化的核算以及国民经济运行中投入-产出使用的核算体系全面地联系起来,准确表现了资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用,并能最终以最简明经济指标反映可持续发展本质。1旧发展范式的经济增长计量模型具体地说,SEEA方法所要求解的真实储蓄、以及求解真实储蓄所必须首先求解的环境净产值和自然资源净产值,都可以通过社会会计矩阵(表1)来获取。会计惯例指出:∑i=1nXij=∑j=1mXij(i=1,2,⋯,n∑i=1nXij=∑j=1mXij(i=1,2,⋯,n;j=1,2,…,m)。因此,每个账户都有一个相应的均衡方程。依此可求得资源净产值、环境净产值和真实储蓄:NRP=n(g−R)(1−1)NEP=PBB+σ(d−e)(1−2)Sg=I+(X−M)δK+n(g−R)+σ(d−e)(1−3)ΝRΡ=n(g-R)(1-1)ΝEΡ=ΡBB+σ(d-e)(1-2)Sg=Ι+(X-Μ)δΚ+n(g-R)+σ(d-e)(1-3)若X=M,资产折旧的价值为D,即:D=δK,因I=GNP-C,则有Sg=GNP−C−D+n(g−R)+σ(d−e)(2−4)Sg=GΝΡ-C-D+n(g-R)+σ(d-e)(2-4)式中GNP-C为传统的总储蓄,GNP-C-D为传统的净储蓄,GNP为传统国民经济核算体系中未考虑资源与环境产值时的国民生产总值,C为公共消费和私人消费的总和,D为固定资产折旧,n为自然资源租金,g为自然资源增长量,n自然资源租金,R自然资源消耗量,d为环境的自净能力,б为污染排放的边际社会成本,e为污染排放量。N(g-R)和б(d-e)分别为自然资源净消耗价值和污染物净积累价值。传统的国民生产总值(在不考虑进出口时,即为传统的国内生产总值GDP)、总储蓄和净储蓄能有效地反映旧发展范式的经济增长状况,但它忽视了经济增长的资源和环境代价。在考虑资源净产值和环境净产值的前提下,一个国家或地区有可能总储蓄或净储蓄为正值,而真实储蓄却为负值,即Sg<0。在这种状况下,要么资源的损失大于净储蓄,要么环境的损失大于净储蓄,要么资源和环境损失之和大于净储蓄。无论那种状况都表明其发展是不可持续的。只有Sg≥0,且能一直得以维持下去,发展才被视为是可持续的,某时点的正储蓄率并不必然表明经济在可持续道路上运行。尽管如此,SEEA方法通过将资源账户和环境账户扩充到SNA之中后,有机地反映了经济增长与资源环境的良性循环之间的有益互动关系。运用SEEA方法求解Sg的关键问题是必须首先获得资源租金和环境排污边际社会成本。2采取行动数据2.1环境账户的选择进入资源账户的是与生产活动密切相关的自然资源。通常包括土地资源、水资源、气候资源、生物资源和部分矿产资源。资源账户要囊括农村所有这些资源在目前还有不少困难,只能挑选那些对农村发展起决定性作用的关键自然资源。重点放在可耗竭性资源或虽可更新但一旦过度开发则难以恢复的可更新资源上。这些资源还必须具备一定的统计数据和为人所认可的基础资料。需要注意的是人类活动造成的沙漠化和水土流失等生态环境问题的实际结果。沙漠化导致草地资源的减少;水土流失导致表土资源的流失。因此,进入本文资源账户的有耕地、林地、草地、地表水、地下水、森林立木资源、表土资源。进入环境账户的是引起农村生活质量和生产条件发生重大变化的各类污染物。包括农村排放的污染物和城市向农村排放的污染物。由于农村污染物排放多,治理少,而且大量污染物来自外部环境,因此,在选定农村环境账户内容时应着重考虑工业化和城市化对农村环境的巨大压力。当然,农村乡镇企业也要予以充分考虑。环境账户的排污有工业排放的二氧化硫(SO2)、烟尘、氮氧化物(NOX)、粉尘、固体废物、废水。同时,还应包括环境服务的价值。目前在国际上也主要是将这几类污染物纳入环境账户的分析范畴。2.2资料来源和处理研究时段选为1990～1996年,这一期间正是我国农村经济增长较快、自然资源消耗和环境问题突出、农村发展可持续性问题最为人所关注的时期。未将80年代作为研究时段,主要是因为环境统计资料不完整、缺乏可比性。模型2～4中的相关基础数据大部分来源于国家统计年鉴;少部分来源于相关专著和论文[12,13,14,15,16,17],其中绝大多数数据都属于国家社科基金、自然科学基金或重大研究项目的研究成果,可以认为其数据是可靠的、准确的;只有个别数据借用了国外研究成果。在审慎引用这些数据时,充分地尊重数据的原始性,仅对唯一所引用的国外的污染物社会边际成本数据作了必要修正,以便横向对比。2.2.1地表、地下水资源供需格局耕地增量各年均为负值。草地存量减少量为重度草地退化数量,因缺少相应的参数,只好以平均值代替。地表水和地下水资源供需缺口可看成存量不足,其缺口即为它们当年存量(理论分析值)的减少量。林地增量为当年植树造林面积,森林立木增量综合考虑了全国4次森林清查的资料,结合当年造林面积换算而来。土壤流失增量根据土壤侵蚀面积统计数据和土壤流失量的数据换算而来(表2)。2.2.2相关1年生制度数据的计算中国环境状况公告清楚地表明了废水、SO2和烟尘排放量。NOX的排放量根据文献所建议的年增长率计算出各年的数据;粉尘数据以1996年乡镇粉尘排放量占当年全国粉尘排放量的68.3%来推算全国各年的粉尘排放量;固体废物数据以同年乡镇固体废物排放量占当年全国的37.7%来推算全国各年的固体废物排放量。各类污染物中的已经达标处理和综合利用的部分不计算在排放量内(表3)。2.2.3计算模型的转化模型(1-4)中的其余数据难以简单地获取,需经较复杂的计算才能得到。由于存在多种资源和多项环境污染物,模型(1-4)将变成下列形式:Sg=GNP−C−D+∑i=1Nni(gi−Ri)+∑j=1Mσj(dj−ej)(2−1)Sg=GΝΡ-C-D+∑i=1Νni(gi-Ri)+∑j=1Μσj(dj-ej)(2-1)式中i=1,2,…,N(N=7种自然资源),j=1,2,…,M(M=5种污染物)。为使计算变得可能,并能充分利用现有统计和研究资料,对公式(2-1)中的ni(gi-Ri)和σj(dj-ej)两项作些变通。i资源的期内增长量与消耗量之差(gi-Ri)相当于该资源期内的存量变化值ΔRi,其租金ni按照市场评价方法应等于该资源同期的市场价格pi;从长期看,环境对任何污染物的吸纳能力都将达到饱和,可视dj=0,每年的排污量则为Δej。在此有:Sg=GNP−C−D+∑i=1NPi⋅ΔRi+∑j=1Mσj⋅Δej(2−2)Sg=GΝΡ-C-D+∑i=1ΝΡi⋅ΔRi+∑j=1Μσj⋅Δej(2-2)通过上述变通之后,(gi-Ri)和(dj-ej)变得简单可求了,ΔRi和Δej都可在相应的统计年鉴中经简单计算而获得。最后剩下的pi和σj将给予进一步讨论。2.3计算资源价格和环境成本2.3.1数据来源与处理各类资源定价是复杂的,同类资源的价格因其等级不同相差很远;各类资源又可进一步细分,使资源定价更加复杂。从国内有关土地资源、水资源、森林资源定价的文献来看,资源价格的评估理论、评估方法和评估模型都能够较全面地反映资源价值的本质。资源价格数据中耕地价格参照国内7省市的有关国家征用土地价格,再按可比价格折算成当年价格。林地和森林立木价格分别为7类未成林理论价格和按生长量计算的7类幼龄林、中龄林和成熟林平均价格所换算的当年价格。地下水资源价格为7省市的平均值;地表水资源价格为拟调整价平均值。草地退化、土壤流失的代价因相关资料不够,采用边际机会成本定价法,运用文献中的有关数据来计算。草地退化的边际成本着重于沙漠化的影响;土壤流失则着重于洪水灾害的影响(表4)。2.3.2人民币年龄成本/健康损失的测算国内目前缺少系统研究大气污染的边际社会成本,NOX、粉尘的社会边际成本借鉴英国的研究成果。必须说明的是,为了便于在污染物的边际社会成本之间有横向可比性,需将NOX、粉尘和SO2的社会边际成本按英国的相应比例调整到与国内所研究SO2和烟尘的社会边际成本相协调的水平上,按汇率折算成人民币当年价格。在此基础上,考虑到英国社会福利和劳动生产率大大高于国内,它所研究的粉尘造成的健康损失费也就明显的高于国内,按其1/10折算。欧共体的这2个数据同样大大高于国内的实际水平,原因也是对健康损失的补偿过高。同时,农村按其排放量和受害影响程度需承担NOX、粉尘2/3的边际社会成本。SO2和烟尘、固体废物和水污染的边际社会成本运用国内的资料,农村按其排放量和受害影响程度需承担SO2和烟尘的2/3的边际社会成本、以及几乎全部的固体废物和水污染的边际社会成本(表5)。3评估结果表明3.1林地和森林立木资源增加密度与资源价值损失量的关系从变化趋势看,中国农村资源净产值各年皆为负值(表6、表7、图1、图2)。资源净产值损失幅度在21～1426亿元之间。造成资源损失的主要原因是耕地面积大幅度下降以及土壤流失和沙漠化引起的草地重度退化;水资源短缺造成的损失只占很小的份额。林地和森林立木资源的增加对弥补资源净产值损失起到了重要作用,1991年资源的净产值损失最小就是因为该年植树造林的规模最大,森林蓄积量和立木资源增量达到最大的缘故(表2)。进一步分析可以发现资源价值损失量占农村总产值的比重在0.11%～3.22%波动,年均损失达1.72%,总的趋势是下降的。资源净产值损失比重的大小与国民经济增长的速度有一定的正相关关系,在农村经济增长速度高的年份出现资源损失比重最大。可见,中国农村经济的高增长,特别是乡镇企业的发展付出了相当大的资源代价。1992年以来损失比重趋于下降说明可持续发展在中国农村已经开始取得成效。3.2环境净产值损失由于环境服务产值小,环境损失无论从绝对值还是相对值来看都达到了不容乐观的地步,各年环境净产值均为负值。最低的1991年为604亿元,最高的1995年为1059亿元。年均环境净产值损失占农村总产值的比重达到了2.33%,这说明农村经济发展所付出的环境代价大于资源代价,是资源代价的1.35倍。尽管这种代价有部分可能来自城市以及和农村接近的工矿企业,但我们在数据整理和计算过程中已经对成本进行了分割,农村乡镇企业应该对这种环境损失负主要责任。造成农村环境巨大损失的主要因素是SO2和烟尘、废水,然后依次为粉尘、固体废物和氮氧化物。环境净产值的损失占农村总产值的比重逐年稳步下降,这一趋势表明自90年代中国政府所制定的一系列环境保护的政策性文件、对策、方案和计划已经发挥作用。3.3实际蓄蓄量数和实际有效蓄长量20世纪20年代的农村地区经济发展未达到要求的目标尽管各年的总储蓄是正值,但由于资源净产值和环境净产值损失皆为负值,中国农村多数年份的真实储蓄小于零。1992～1996年间,真实储蓄损失幅度为872～1283亿元(表7、图2b);1990和1991年的真实储蓄为正,其值分别为481和800亿元。年均真实储蓄的损失占农村总产值的比重达到了0.59%。这说明中国农村在这一时期的发展未达到SEEA方法所定义的可持续性标准,是不可持续的。这一情况与南亚80年代的情况接近;与发达国家的水平相比,则有很大的差距。然而,应该看到真实储蓄的损失占农村总产值的比重在经历了1992年的低谷后稳步下降(图2a)。这表明中国农村的发展已经开始由比较单纯地经济增长转向社会、经济、资源、环境协调发展过程。4中国农村资源、环境与可持续性发展的研究难点分析中国农村发展在过去的一段时期内存在着巨大的资源和环境代价。这种代价在实物形式上表现为关键性的自然资源数量锐减和质量下降,以及环境污染加剧;在价值形式上则表现为农村资源净产值和环境净产值的损失。当把实物型的资源与环境的质与量的关系以其对应的价值形式来表现时,结论一目了然。即:(1)在研究时段内,中国农村耕地剧减、草原沙漠化势头不减、水土流失控制不力、二氧化硫和烟尘、粉尘以及废水等污染物的排放量大,造成资源净产值与环境净产值皆为负值,净储蓄的正值难敌两者损失之和,这是最终造成农村真实储蓄小于零(Sg<0)的主要原因。这一事实表明研究时段内的中国农村发展是不可持续的。(2)研究时段内的中国农村资源净产值损失、农村环境净产值损失和真实储蓄损失各自所占的农村总产值的比重基本上同步下降,这表明经济增长有助于中国农村发展趋势的好转。但是这种好转的势头比较缓慢,而且很难确保它不会再度恶化,因为研究的时间段毕竟很短,不利因素依然存在。(3)与真实储蓄密切相关的农村总储蓄占农村总产值的比重也明显下降,隐含着一个十分有意义的结论——中国农村消费支出(主要指农村家庭生产消费、政府征收的各种税费)过