基于成本收益分析的可循环资源定价研究

〔摘要〕可循环资源作为环境污染和资源短缺下的产物，一直备受争议，但却是经济社会可持续发展中必不可少的重要环节。现有研究主要从生产流通环节和政策“推力”入手，忽视了资源在理论和实践上的价值实现问题，而资源的有效配置则是以此为基础的合理定价。因此，本文从可循环资源的基本概念和经济属性出发，分析可循环资源价值和价格的关系，理清循环型经济活动的价值流动链条和资源再生企业的广义成本收益，并以固体废弃物为例，提出涉及企业、消费者及政府三方的可循环资源定价方法和相关建议。

〔关键词〕可循环资源； 固体废弃物； 价格； 价值

中图分类号：F222.1文献标识码：A文章编号：1008-4096（2014）05-0011-05

资源的价值在于对人类社会福利的改善和提高，Gowdy、Daily和Constanza等[1]的研究指出了资源环境价值的多样性（市场价值、非市场价值等），但同时也认为通过市场交换的价值只是总价值中很小的一部分，其最高级别的价值则是作为稳定人类生命的支持系统。因此，。资源与环境经济学的挑战之一，就是很多自然资源及环境对人类的发展至关重要，存在着巨大的价值，却难以将其市场化。本质上看，只有当资源环境稀缺到一定程度时，产生了经济人所追求的潜在利润空间，资源环境的价值才能与市场之间建立一种联系。目前，资源与环境经济学的主要研究领域之一，就是如何通过一些新的方法或者工具给这些自然资源估算价值。

一、可循环资源的界定和基本问题

可循环资源是近些年在资源环境领域涌现的新名词。作为21世纪地球上唯一增长的资源，受到越来越多学科的关注并逐渐回归到主流经济学视野。它与可再生资源有交叉，但又有不同。可再生资源是指通过自然力能够增加蕴藏量的自然资源，包括生物资源和某些动态的非生物资源，如鱼类资源、森林资源和土壤等，借助于自然循环或者生物的生长、繁殖和不断自我更新，维持一定的储量[1]。而可循环资源起源于循环经济理念，最早的提法可以追溯到美国经济学家Boulding的“宇宙飞船理论”[2]，遵循减量化、再利用和资源化原则。具体来说，可循环资源是指在生产建设、日常生活和其他社会活动中产生，基本或者完全失去使用价值，但通过形态转化可以再次投入到生产和消费中去的物质。可循环资源的产生主要是由于技术进步使人们发现了废弃物中存在的价值，随着资源环境问题的严峻使得废弃物的回收利用产生了潜在利润空间并不断扩大。而从失去原有用途的角度看，对可循环资源的经济研究，又被称为“废弃物经济学”。

可循环资源的产生旨在解决经济增长和资源环境消耗之间的矛盾。有别于传统企业的生产经营活动，可循环资源的再生利用是一个以分散的废弃物为起点，经过原材料收集处理再到加工的过程，整个流程呈现出典型的逆物质流特点。可循环资源在整个自然生态系统中充当了“分解者”的角色，“变废为宝，化害为利”，降低了人类对自然资源的开采强度及速度。但可循环资源又具有典型的准公共品特征，物品的消费和使用的非排他性和竞争性明显，广泛地存在“拥挤效应”和“过度使用”问题，这成为可循环资源再生利用的重要障碍。在价格体系没有合理反映出资源环境稀缺程度时，现有的制度设计极易引致资源配置的扭曲和分工协作的低效。

作为一种新兴产业，可循环资源投入市场初期与原生资源相比，缺乏竞争力，市场需求不足。原因主要有三个方面：第一，现有技术和组织模式的局限使得循环型产品和原料的收集、生产成本居高不下。第二，现有的资源税费制度设计使得可循环资源的使用受制于原生资源的定价。第三，在对资源环境产权界定不清的情况下，从事可循环资源生产活动的企业无法形成正常的利润回报流和成本分担流。在可循环资源基本丧失了将自身潜在价值转换成市场现实利润可能的情况下，资源再生产业的发展基本无从谈起。这也是造成我国可循环资源宣传、促进热烈，但实际应者寥寥的重要原因。

市场的失灵和可预期的微弱潜在利润，在巨大的生态需求和环境压力下必然会形成强烈的政府治理责任。但这种宏观设计的着眼点一定是遵循市场基本规律的，任何新生产品市场化前提都是存在着正的利润，对于可循环资源则是要求二次资源的再生处理成本不能大于再生利用的收益。同时，可再生资源的生产根植于资源与环境领域，意味着它的推广和使用会是一项涉及居民户、企业和政府多方主体的复杂系统工程，必将是一个长期而艰巨，却必不可少的过程。

二、可循环资源的价值和价格

“价值”和“价格”是一对极易混淆的词汇，“价值”在于商品和服务对于人类社会福利的改善和提高，而“价格”却是市场中无数的买卖双方讨价还价的结果；价值是商品服务定价的基础，而价格是价值的货币表现。很多学者指明了资源范畴的不断扩大和环境等要素对于人类生存发展具有重大价值。他们将资源和环境为人类的服务分成四类：第一类，传统的资源经济学观点，即是人类从大自然获得物质资源投入到经济生产中；第二类，资源环境系统提供支持人类生存的资源，例如空气、适宜居住的气候。这些对于人类健康和生命而言，具有不可替代的作用；第三类，自然风光提供的广泛设施服务，包括休闲、风景鉴赏和对野生动植物的观察机会。通常被称为非使用性价值；第四类，自然―生态―经济系统中产生和形成的一种废弃物，它多是人类经济活动的副产品。Freeman[3]认为“大自然和人类生存的环境在整个系统中发挥着一种垃圾接受者的作用”。也有不少学者补充，自然环境还可以作为一种基因遗传的贮藏室，以助于人类在面对生产活动和其他冲击下保持系统的稳定性和自我恢复能力。

显而易见，可循环资源就是根植于第四类的资源，废弃物的再循环不仅减少了原生资源的需求，还减轻了垃圾分解的负担。按照经济学的观点，可循环资源主要分为两类：一是指生产过程中产生的次生物质；二是指满足消费者使用后的剩余废弃产品。二者都可以进入市场进行流通买卖，但循环经济价值链的形成不同于一般的市场演化，基于可循环资源再利用的产业关联并非天然存在，是不断加剧的资源环境危机和政府治理责任催生出新型环保产品和绿色服务。而可循环资源的生产则是以废弃物为主要加工对象，涉及可循环资源的回收、分拣、物流、加工、资源再生产品制造和贸易、废弃物最终处理等环节。不过，只有规模大、排放的废弃物足够多时，才具备独立的物质循环利用可行性。因为从事资源再生产业还要求相关企业进行生产经营思路和组织架构的调整，在设备购置、引进和人才招聘方面也需增加支出，这不可避免地在一定程度上削弱了企业自有产品和服务的竞争力。从本质上看，可循环资源再生利用的基础是价值链条上各环节的技术联系，而市场经济下的利润驱使是根本，消费者和生产者则在市场的需求侧和供给侧发挥着关键的作用。

目前，可循环资源的定价方法主要有以下几种：Ioslovich和Gutman[4]提出的“影子价格定价法”，分别由Nieswiadomy[5]、Tsur和Dinar[6]及Ray[7]提出的“成本定价法”，赵永[8]提出的“CGE模型定价法”，Taylor和Young[9]、Ward和Pulido-Velazquez[10]提出的“数学规划法”，刘秀丽和陈锡康[11]提出的“投入（占用）产出和社会核算矩阵方法”，伍世安[12]提出的“相对比价法”，姜文来[13]提出的“模糊定价法”，Latinopoulos等[14]提出的“特征价格法”及李寒娥和蓝盛芳[15]提出的“能值定价模型”等。其中，影子价格法是最基础的价格模型，但对废弃物的回收、处理成本和环境污染的量化还没有达成统一观点，对产权影响考量得也较少，这在很大程度上削弱了它的应用性。CGE模型定价法是当前较为流行的分析方法，但由于其相对复杂的系统和再生资源先天的公共品特性，使其在分析的准确性和实用性大打折扣。

可循环资源虽是涉及“生态―经济―社会”三维复合系统的问题，却是以此为基础的经济系统领域的研究，以探索生态代价和社会成本最小化的经济机制及其可持续发展规律为主要内容。收益成本分析是一种较为普遍使用的简单方法，它强调一项经济活动获得的收益若是超过支出，就是值得开展的，可循环资源也不例外。可循环资源的定价必然是包括生产中发生的各项成本，并获得一定的利润。

目前，在国内外还没有独立的可循环资源统计科目，这主要是因为废弃物的产生与传统产业密不可分。日本经济学家将经济中的传统产业称为“动脉产业”，将“可循环资源”涉及的市场称为“静脉产业”，二者共同构成了社会资源流动的整体循环。总体上看，可循环资源存在于社会的各个角落，种类庞杂。本文选择排放量大、影响广的固体废弃物为例，展开可循环资源定价机制的梳理与分析。

三、可循环资源的定价机制

在生态需求和环境压力下必然形成巨大的政府治理责任，可循环资源的外部性和产权问题很大程度上依靠政府的规制解决。如Gervais在2002年对英国政府相关政策进行的分类研究[18]，Amit等在2003年就亚洲区铜资源的回收利用情况和政府行为提出的政策性措施建议[19]，2006年国家自然科学基金应急项目“促进我国资源再生产业发展的政策研究”[20]等，都以此为研究对象。不过已有的研究设计，过多地关注可循环资源的回收、生产和流通等环节，忽视了市场信号的传递与群体行为、治理策略内生化与政策综合化的研究。物质流动是可循环资源再生利用的物理特性，但这些要素的流动必须以价值的流动为必要条件。

市场经济条件下，物质循环使用的生产方式必须比非循环使用方式更具效益才会被采纳，增加消费者效用的产品才会被接受。因此，可循环资源定价原则的根本在于通过合理的制度安排和政策设计尽可能地扩大和保证技术创新主体的利益，消除市场失灵造成的个人收益与社会收益之间的差异。可循环资源价值流动如图1所示，与传统经济模式相对，伴随一般产品的生产，社会生产中又出现以副产品、包装垃圾和生活垃圾为原料的另一条生产线，涉及生产者、中间商、消费者和资源再生企业等主体，资源的范畴被扩充。

图1在杨雪峰和王军提出的循环经济产业价值链[16]基础上进行了改进，围绕废弃物形成了不同的循环层次和新的买卖双方，即传统企业的废弃物自我循环和涉及不同买卖双方的社会循环，以及传统企业（生产者）与可循环资源企业、中间商与可循环资源企业、消费者与可循环资源企业三种供需结构。这种看似并行的生产方式延长和丰富了原有产业链条，在单向流动基础上补充了物质循环的迂回性，引发资源使用价值的细分。

具体来说，废弃物或者说可循环资源分为两类：第一类是指生产过程中产生的次生物质，第二类指的是满足消费者消费后的剩余废弃产品。传统的生产企业以废弃物为副产品，是潜在的废弃物供给方和可循环资源需求方。其中，一部分达到物质循环最低规模的企业自我进行着废弃物的二次利用和处理，同时也向相关组织购买可循环资源或者可再生能源，与原生物资一起配比进行生产。当然也存在完全以可循环资源或者可再生能源为投入要素以及只以原生物资为投入要素进行生产的企业。它们的产品是传统意义上的一般消费品或者中间品；而处于商品流通环节的中间商，作为废弃物的供给方提供诸如包装垃圾类物质；居民作为消费者使用着最终产品，是生活垃圾的制造者和供给方；与一般的以原生资源为原材料的生产单位不同，可循环资源企业从事着可循环资源的回收、生产和交易，是废弃物的需求方和可循环资源的供给方。可循环资源企业的生产经营活动，传统企业的能源自我循环利用、可循环资源再生利用和可循环资源型产品利用，中间商对诸如废弃包装的二次利用以及生活垃圾参与社会物质大循环等环节共同构成了经济社会的物质流动，实现了可循环资源价值的增值。

四、固体废弃物资源的再生循环定价

在经济社会活动中，固体废弃物产生的数量较多，符合可循环资源再生利用最基本的规模要求。固体垃圾管理系统主要有三个环节组成：收集、运输和处置（填埋、焚烧或者再生原料开发）。涉及到两大主体：一是市场中的企业，二是政府。但企业又分为传统的动脉产业中的企业和新兴的静脉产业中从事废弃物再生利用的企业。固体废弃物有两个来源，居民户和企业。

从固体废弃物的循环过程来看，首先是垃圾的回收环节。主要有两个目标：第一，最初的要价应能够反映处理成本和满足预期的需求结构。第二，回收系统便于产品循环使用，节约原生资源。垃圾回收的成本越低，产品的附加值就越高，企业的积极性就越大。所以在垃圾收集之前涉及到垃圾的分类，这一环节的劳动要么由排放垃圾的主体负责，要么由回收垃圾的主体承担。目前，我国还没有垃圾分类的要求，废弃物的回收环节包括了分类部分的成本。但在企业生产中产生的次生产品则有不同的去向。例如，钢铁企业生产过程中产生的废钢渣可以制成石棉纤维、用作路基填料和基础砂桩压缩填料，也可以基于炼钢渣中含有铁和氧化钙成份，将其用作返回料送烧结和高炉进行有效再利用。但同样需要考虑次生产品的分类整理。其次是废弃物的运输环节。一般来说，运输成本由可循环资源的生产企业承担，废弃物的供给方也有可能负责，但这种情况多是以得到政府补贴或者削减废弃物处理成本为前提。最后，对于废弃物的处置产生的费用，则根据企业所利用的技术和生产出的可循环产品的不同而有所差异。垃圾处理技术或者再生产技术越高，可循环资源的潜在利润就越高。此外，劳动力成本是再循环企业处理成本中的重要组成部分。收集、分类和处理废弃物是典型的劳动密集型工作。较高的人力成本将削弱再生物质的市场竞争力。在劳动力价格较低的地区，再生循环生产发展较具优势。能源动力成本也同样重要。但值得强调的是，废弃物的处理和重新投入到生产过程中会出现环境问题，遵守环境规定在一定程度上增加了再生循环材料的成本。这是可循环资源定价中必须考虑的因素。

与世界发达国家不同，在我国的生产实践中没有固体废弃物及生活垃圾的收费制度，传统产业的企业无需承担处理废弃产品的所有成本，所以在市场上存在使用可循环资源的偏差，即使通过资源的再生利用生产出可再生利用的原材料或者产品，其价格也是非常高的，企业更偏向选用原生资源及其产品。在可循环资源的生产过程中，政府同样发挥着举足轻重的作用，可循环资源的价格组成还要考虑因政府制度设计而产生的额外成本和收益。在没有垃圾处理收费制度和垃圾分类制度的前提下，政府通常对废弃物的分类回收环节进行补贴。但补贴的原则是能够合理反映处理的成本和满足预期的需求结构。另一方面，政府对可循环资源生产的支持也可表现在对环保项目的联合投资开发或者对最终产品的税收减免。例如，对废弃物处理过程中的技术创新费用，冲减企业营业收益；对清洁生产的技术改造和设备更新，采取即征即退的增值税政策；对经过高新技术处理的废弃物计入增值税抵扣等等。其中，补贴或者税收减免根据对象的不同产生两类模式：第一，对于定价较低的可循环资源生产企业，根据出售产品的数量或者价格进行卖方补贴或税收减免。第二，对于购买价格相对较高的可循环资源及产品的企业进行买方补贴和再出售产品的增值税减免。

五、结论与建议

可循环资源的定价是一个复杂的系统工程，它涉及企业、政府和消费者多方主体，不同的定价模式可能产生不同的结果。但这里的定价并非普通意义上的买卖价格，而是包括税费在内的广义价格，政府这只看得见的手可以通过资源税费、财政补贴和行政罚款等手段影响企业行为。对于资源再生企业来说，消除再生资源的价格劣势是根本。

十报告中指出，我国要“深化资源性产品价格和税费改革，建立反映市场供求和资源稀缺程度、体现生态价值和代际补偿的资源有偿使用制度和生态补偿制度”。这为我国今后的环境资源价格改革指明了方向，合理的环境资源价格应补偿使用资源所带来的全部成本。目前，考虑到可循环资源打入原有市场的难易程度，应先以低价策略为主，通过国家财政税收补贴达到扩大市场分额或者提高使用范围的目的。

具体来说，就是对可循环资源的供给侧和需求侧采取不同的扶持政策。建议采取以可循环资源企业为主要对象，兼顾使用可循环资源的传统企业利益的模式。第一，对于加快自身资源循环利用的企业，尽可能地降低次生产品的循环利用开发成本。在污水处理、工业废气二次利用和节能减排设备引进方面，除原有的增值税即征即退、所得税减免等优惠政策外，对因技术创新而获得的收入增加实行税收减免，并提高企业用于购置节能减排和副产品循环利用的技术和设备的投资额税额抵免比例。第二，对于资源再生企业加大扶持力度。根据废弃物的供给方是否进行交易前的处理分类，对需要处理但处理成本过高，以致抬高废弃物售价使其大幅度超过原生资源价格的企业，在技术创新过程进行财政补贴或者增值税减免；对废弃物处理过程中的技术创新费用，冲减企业营业收益；对清洁生产的技术改造和设备更新，采取即征即退的增值税政策；对经过高新技术处理的废弃物计入增值税抵扣之中；扩大营业税免征范围，由污水处理和垃圾处理推广到涉及“三废”的主要产业。第三，加快制定流通环节，如包装物使用的统一标准和外观要求的制定，对于促进包装材料和包装物再利用方面的技术研发给予税收减免。

补贴有两种方式，即分别依据回收的废弃物和废弃物的回收率进行补贴，依据废弃物的回收率进行补贴更为有效。不过，由于企业成本的转移性，很难精确地衡量出企业的真实成本。通常在没有任何外力的干预下，私人在处理固体废弃物的时候几乎总是选择最为便宜的方式，而这样却有可能提高社会成本。只有消费者承担一部分税收，资源的消耗才能彻底减少，所以需要在源头加紧推行生产者延伸制度和消费者承担的垃圾处理分类制度，并通过产学研和政企合作研发的形式，降低可循环资源企业的生产成本。在制度环境一定的情况下，技术创新是改变生产函数的主要原因。此外，还需增强循环经济领域关于生产、流通和消费环节的信息披露，不断通过制度设计扩大市场机制在可循环资源生产使用过程中的作用，最终形成一个有竞争力的可循环资源价格。

参考文献：

[1]Constanza R， d'Arge R.， de Groot R.， Farber S.， Grasso M. Hannon B.， Limburg K.， Naeem S.， O'Neill R.， Paruelo J.， Raskin11 R.， Sutton P.， Belt M.， The Value of the World’s Ecosystem Services and Natural Capital[J]. Nature， 1997， 387（6630）： 253-260.

[1]杨中艺，肖迪，袁剑刚.再生资源产业研究――产业生态学的视角[M].北京：科学出版社，2012.4.

[2]Boulding， K. E. The Economics of the Coming Spaceship Earth[A]. Jarrett， H. Environmental Quality in a Growing Economy[C].Baltimore： Johns Hopkins Press，1966.3-14.

[4]中村慎一郎.物学をめざして[M].东京：早田大学出版部，2002.

[3]Freeman， A. M. The Measurement of Environmental and Resource Values： Theory and Methods[M]. Washington， DC： Resources for the Future， 1993. 4-5.

[4]Ioslovich， I.， Gutman， P. O. A Model for the Global Optimization of Water Prices and Usage for the Case of Spatially Distributed Sources and Consumers[J]. Mathematics and Computers in Simulation， 2001，56（4-5）：347-356.

[5]Nieswiadomy， M.L. Estimating Urban Residential Water Demand： Effects of Price Structure， Conservation， and Education[J].Water Resources Journal， 1992， 28（3）：609-615.

[6]Tsur，Y.，Dinar， A. The Relative Efficiency and Implementation Costs of Alternative Methods for Pricing Irrigation Water[J]. World Bank Economic Review， 1997，11（2）： 243-262.

[7]Ray，I. Get the Prices Right：A Model of Water Prices and Irrigation Efficiency in Maharashtra， India[A]. Molle，F.， Berkoff，J. Irrigation Water Pricing： The Gap between Theory and Practice[C]. Oxfordshire： CABI Publishing， 2007.108-125.

[8]赵永. CGE模型框架下微观―宏观相结合的水价研究方法探讨[J].水利经济，2010，（5）：38-42.

[9]Taylor，R. G.，Young， R.A.Rural-to -Urban Water Transfers： Measuring Direct Foregone Benefits of Irrigation Water under Uncertain Water Supplies[J]. Journal of Agricultural and Resource Economics， 1995，20（2）：247-262.

[10]Ward， F. A.， Pulido-Velazquez， M. Incentive Pricing and Cost Recovery at the Basin Scale[J]. Journal of Environmental Management，2009，90（1）， 293-313.

[11]刘秀丽，陈锡康.主系数非线性投入占用产出模型[J].南京理工大学学报（自然科学版），2005，（3）：371-374.

[12]伍世安.论循环经济条件下的资源环境价格形成[J].财贸经济，2010，（1）：101-106.

[13]姜文来.水资源价值论[M].北京：科学出版社，1999.5-9.

[14]Latinopoulos， P.， Tziakas， V.，Mallios， Z. Valuation of Irrigation Water by the Hedonic Price Method： A Case Study in Chalkidiki， Greece[J]. Water， Air and Soil Pollution： Focus，2004，4（4-5）：253-262.

[15]李寒娥，蓝盛芳.一种衡量财富的新思路――以资源能值取代商品价值[J].经济地理，1997，（4）：259.

[18]Gervais， C.， An Overview of UK Waste and Resource Management Policy[C]. London： Royal Society for Natural Conservation and Forum for the Future，2002.69.

[19]Amit K， Marlen B.， Sabrina S.， Kensuke F.， Thomas E. G.， The contemporary copper cycle of Asia[J]. Journal of Material Cycles Waste Management， 2003（5）：143-156.

[20]周宏春.变废为宝：中国资源再生产业与政策研究[M].北京：科学出版社，2008.1-5.

[16]杨雪峰，王军.循环经济：学理基础与促进机制[M].北京：化学工业出版社，2011.52-67.