异质性生态产品价值实现的政策工具优化及其路径

陈东景，赵异凡

（青岛大学经济学院，山东 青岛 266061）

党的十八大以来，增强生态产品生产能力，加快实现生态产品价值，已经成为探索生态文明建设新模式、培育绿色发展新动能的重要抓手。生态产品是人地关系视角下，自然环境对人类社会的贡献，是生态系统价值服务的中国化表现形式［1］。生态产品价值实现，就是通过对生态产品进行经营、保护和培育，实现经济效益、社会效益和生态效益最大化的过程［2］。然而，由于生态产品具有较强的代内外部性和代际外部性［3］，且种类多样［4］、区域异质性明显、阈值空间弹性大［5-6］，导致实践中生态产品价值实现具有“难度量、难抵押、难交易、难变现”的问题，一刀切的单一政策工具很难解决这一复杂难题，需要因地制宜，差异化运用多类政策工具进行调解和引导。因此，根据生态产品属性的不同，分类分析其价值实现路径，并结合区域特征，优化政策工具组合是生态产品价值实现的重要研究内容。这方面的实证分析结果，不仅有助于丰富生态产品价值实现的研究内容和研究方法，而且有助于优化绿水青山转化为金山银山的政策制度体系，有利于持续培育经济高质量发展的新动力，推动区域社会经济发展全面绿色转型。

1 文献回顾

关于生态产品分类，学术界尚未有统一观点。高晓龙等［7］以生态产品消费方式的排他性与竞争性为主线进行讨论，将生态产品分为公共生态产品、准公共生态产品及私人生态产品。基于生态产品的功能视角，廖茂林等［8］提出将生态产品分为生态物质产品、生态文化服务产品、生态调节服务产品三类。考虑到生态产品的供给与空间分布、距离、尺度密切相关，有学者依照生态产品所属的区域特征不同，将其分为国家生态产品、省级及流域生态产品、区县乡镇生态产品［9］。还有学者根据产品生产过程中人类参与的程度将生态产品分为公共性生态产品和经营性生态产品，其中，公共性生态产品主要包括自然环境产品（清新空气、清洁水源、安全土壤）和生态安全产品（物种保育、气候调节、生态系统减灾），经营性生态产品主要包括物质提供产品（农林牧渔产品）和精神文化产品（旅游康养、文化产品）［10］。

生态产品具有很强的区域异质性，其价值实现路径必然依赖其所在地理单元，影响因素不仅包括气候、水文、地形等自然要素，还包括交通、经济、劳动力等人文要素［11］。区域自然禀赋决定了生态产品供给能力，生态产品市场需求潜力则取决于区域经济发展阶段［12］。各地生态产品的供需差异，会致使同种生态产品在不同地域间价值实现路径的差异。

生态产品价值实现的政策工具研究多参照公共产品理论进行［13］。根据科斯定理，如果生态产品的产权能够界定，且交易费用较低的情况下，可以通过市场交易实现价值［14］。对于大多数经营性生态产品而言，如生态农产品、生态文旅产品等，产权较为明晰，可以直接通过市场交易。但对于大部分公共性生态产品而言，由于其本身产权归属不明确，因此，需要政府以限额管控的方式，创造交易需求［15］。其次，通过完善生态产品的标准认证体系、加强基础设施建设、发展集体经济可以解决信息不对称的问题，降低交易成本［16］。此外，庇古［17］认为政府可以通过征税或补贴的方式来矫正外部性，其中，正外部性部分由政府作为公共代理人进行付费，包括对生态功能区转移支付和向生产具有正外部性的企业支付费用［18］；针对负外部性部分，通过对使用者征收排污税费，来补偿资源环境开发的公共成本［19］。以上市场化工具并不是应对生态产品价值实现问题的万能药，市场化机制建立需要考虑时效与发展阶段，对于紧迫的、具有战略意义的问题，应适当采取管制类政策工具。当前，中国采用的生态保护红线制度，就是通过对生态系统服务功能重要的、或易遭受破坏的土地的用途或开发进行管理［20］。还有研究表明，政府通过政策倾斜和资金支持，可以纠正绿色技术外部性导致的市场失灵，降低使用绿色技术企业的生产成本，促进区域绿色创新［21］。

综上所述，学界对生态产品的分类、区域异质性及其价值实现的政策工具等方面进行了深入讨论并取得较多成果，为该研究提供了重要参考。但现有研究仍存在以下不足：对政策工具互动性探讨不足，忽略了政策工具组合带来的综合效应的复杂性；已有研究多是仅对单一案例深描［22］，忽略了区域间人文自然禀赋的差异，导致难以考察生态产品价值实现机制和路径的异质性特征；而且，现有研究多是纯理论探索［23］，缺乏实证分析，难以避免主观因素影响。鉴于此，该研究应用模糊集定性比较分析方法（fuzzy set Qualitative Comparative Analysis， fsQCA），对“十三五”期间中国除香港、澳门和台湾地区之外的31个省份公共性生态产品和经营性生态产品价值实现的路径进行多案例综合考察，重点回答不同地区不同类型生态产品价值实现的主导因素组合，在综合考虑区域发展战略、生态环境状况和社会经济文化的前提下，为省级政策工具的选择与优化，提供识别、维护与变现生态产品价值的重要信息。

2 研究设计

2.1 分析框架

已有研究成果表明，生态产品价值实现机制的支撑原理包括明晰权属、降低交易成本、外部性内部化、政府规制等，在此基础上，构建了生态产品价值实现的分析框架（图1）。参考张林波等［10］的研究，将生态产品分为公共性生态产品和经营性生态产品，并选取初始生态环境状况和经济规模两个指标对生态产品所在区域进行辨别。应用fsQCA分析方法，一方面探讨财政转移支付、自然保护地、生态资源权益交易、企业环保投资、绿色技术创新、政府与社会资本合作六个政策工具对公共性生态产品价值实现的组态影响；另一方面探讨基础设施建设、景区质量认证、农产品公共品牌、农业集体经济、自然保护地、政府与社会资本合作六个政策工具对经营性生态产品价值实现的组态影响。其中，随着人类对生态系统保护和恢复活动的增加，区域内生态环境状况得到提升，自然环境产品和生态安全产品供给增多，由环境恶化引起的医疗健康成本、防灾减灾等成本减少，周围土地资源实现升值溢价，公共性生态产品价值得以实现［24］；经营性生态产品可以通过市场进行交易，当经营性生态产品价值转化为直接经济收入时，其价值得以实现。

2.2 研究方法

由于结合了集合隶属的类别和程度，fsQCA同时拥有定性和定量的属性，它以集合论和布尔代数为基础，研究条件变量组合如何影响结果变量［25］。通过对变量取0～1之间的隶属分数，反映对某一特定条件的隶属程度。其中，0代表完全不隶属，1代表完全隶属。与清晰集不同，它背后的基本思想是允许集合分数的刻度化，因此允许部分隶属。组态分析过程中通过一致性和覆盖率考察结果是否有效［26］。一致性（Consistency）是考察前因条件或组合在多大程度上能构成结果的充分条件；覆盖率（Coverage）是考察通过一致性检验的集合多大程度上解释了结果［27］。一致性和覆盖度两个指标的值都在0～1之间，计算公式分别为：

选择fsQCA探讨生态产品价值实现路径，主要基于以下几点考虑：第一，生态产品价值实现路径并不唯一，不同政策工具搭配组合可能会出现“殊途同归”的效果，这种完全等效性是传统计量方法无法解释的。第二，政策工具之间的互动关系也是文章关注重点，若仅采取定性分析难以避免主观性偏差，而常见的回归分析更多关注变量间的净效应，很难解释生态产品价值实现这种多重因果并发的问题。第三，生态产品价值实现存在非对称性，比如通过设立自然保护地可以实现生态产品价值，传统统计方法会认为没有设立自然保护地生态产品价值就无法实现，而实际上通过品牌认证仍然可以实现生态产品价值。fsQCA兼顾了定性和定量分析的优点，重点关注多重因果并发问题［28］，有助于优化有效促进生态产品价值实现的政策工具组合，归纳出可行的生态产品价值实现路径。

2.3 变量测量

根据图1所示的分析框架，在应用fsQCA探讨生态产品价值实现路径之前，需要对结果变量（公共性生态产品和经营性生态产品）和条件变量进行测量，有关信息汇总在表1中。

表1 变量名称、变量说明与数据来源

图1 生态产品价值实现的分析框架

2.3.1 结果变量

（1）公共性生态产品。如前所述，公共性生态产品价值实现的情况可以由生态环境状况的变化来体现，即生态环境状况指数提升，代表公共性生态产品价值实现；反之，生态环境状况指数下降，代表公共性生态产品价值未能有效实现。为考察“十三五”期间中国31个省份的公共性生态产品价值实现状况，对2015年和2020年31个省份的生态环境状况指数（Ecological Index， EI）进行测算，具体测算方法参考生态环境部发布的《生态环境状况评价技术规范》：

其中：BRI为生物丰富度指数，VCI为植被覆盖指数，WNDI为水网密度指数，LSI为土地胁迫指数，PLI为污染负荷指数。因统计年鉴对污染排放的统计口径发生变化，故采用各地区当年平均空气质量状况指数（Air Quality Index， AQI）归一化处理后表示污染负荷指数；植被覆盖指数采用MOD13的NDVI合成数据，选取的是7月、8月象元NDVI最大值的均值；为保证不同年份数据的可比性，归一化处理时，选择两年中各类数据中的最大值，其他指数计算方法均严格按照标准实行。省域公共性生态产品测算结果如图2所示。

图2 省域公共性生态产品测算结果

（2）经营性生态产品。经营性生态产品价值可以通过市场转化为直接收入，主要包括农林牧渔收入和旅游收入两方面。用2015年和2020年经营性生态产品收入的变化表示其价值实现情况。其中，2020年受新冠肺炎疫情影响，各地旅游收入减幅高达60%～90%，无法反映出真实变化情况。参考李向农等［29］的研究，利用GM（1，1）模型和2010—2019年各地区旅游收入数据进行灰色预测，模拟未受肺炎影响的2020年旅游收入数据。计算结果（图3）显示，所有模型后验差C值均小于0.3，表明模型精度等级良好；辽宁省小概率误差P值为0.8，表明模型合格，此外，各地区小概率误差P值均为1，表明模型精度很好，预测有效。

图3 省域经营性生态产品测算结果

2.3.2 条件变量

（1）经济规模。生态产品的供给缺乏弹性、需求富有弹性，其属性会随经济发展变化而变化，经济发达地区居民对生态产品的支付意愿更高，生态产品成为“必需品”；欠发达地区基本物质条件尚未得到满足，生态产品如同“奢侈品”，本地市场潜力较小［30］。为弥补单一指标的不足，参考已有研究，选取人均GDP、人均固定资产投资完成额、人均社会消费品零售总额、人均货物进出口总额4个分指标，归一化处理后，采用平均权重法测算区域经济规模［31］。

（2）初始生态环境状况。区域内生态环境状况直接决定该区域生态产品供给能力，选取2015年各地区的EI值表示该地区初始生态环境状况。

（3）财政转移支付。中国环境保护财政支出主要用于环境管理监测、污染治理、生态补偿等。较高的财政转移支付，一方面意味着政府对具有正外部性的生态产品购买能力较强，另一方面代表政府对生态环境问题重视程度较高。文章选取当地政府环境保护支出占总财政支出的比例，来反映政府对生态产品的支付力度。

（4）自然保护地。自然保护地是中国自然保护体系总称，属于规制类工具。一方面，通过对保护地资源的开发利用严格管控，实现生态环境自我修复，保障公共性生态产品的可持续供给；另一方面，以特许经营的方式发展生态旅游，拉动当地经济发展，实现生态成果与旅游收益共享。一般来说，自然保护地面积越大，对生态环境的保护程度越高；自然保护地数量越多，潜在的游览观光受众越多。所以，文章分别选取自然保护区和自然公园的数量及它们的面积占地区总面积的比例，表示设立自然保护地对经营性生态产品和公共性生态产品的价值实现作用。

（5）绿色技术创新。技术进步是有效解决生态问题的方式之一，其中既包括科技创新带来的节能减排，也包括技术创新对环境治理的作用。考虑到专利申请需要1～2年且并非所有申请都会被授予［32］，因此选取考察期内各地区绿色专利授予总数代表区域绿色技术创新水平。

（6）生态资源权益交易。不同于物质产品，生态产品难以进行实物交割，因此需要政府创造市场，开展权利转让，促使其价值实现。实践中，中国碳排放权交易市场发展速度较快，2011年10月国家提出在7个省市开展试点，2021年就启动了全国碳交易市场，与之相比，用能权、排污权及水权交易的发展较为缓慢，但均有全国试点，各省份也在积极自主探索。参考雷硕等［33］的研究，每拥有一个国家级生态资源权益交易试点，为该地区赋值1；每拥有一个省级生态资源权益交易试点，为该地区赋值0.5，最终加总的分数作为该地区生态资源权益交易政策工具的运用情况。

（7）政府与社会资本合作（Public-Private Partnership， PPP）。主要指政府和私人之间，基于产品供给和服务，达成特许权协议的项目合作模式。政府的参与确保了公共产品的有效供给，社会资本的加入激发了运营潜力、拓宽了融资渠道，使项目兼顾了公益性和营利性［34］。2020年以来，自然资源部公布的三批生态产品价值实现的典型案例中，许多项目就是利用PPP模式实现的，主要包括：区域生态修复及价值提升、生态农文旅一体化发展、环卫设施提升改造、建造现代农业产业园、有机废物资源化利用等［35］。文章选取各地区与生态产品价值实现相关的执行阶段PPP项目数量代表该类政策工具利用情况。

（8）企业环保投资。强化环境规制，会增加企业污染治理、清洁生产等方面的需求，倒逼生产者将资源环境成本计入生产成本，实现负外部性内部化。第二产业是环境污染的主要来源，受限于数据可得性，文章选取各地区上市公司环保投资总额占地区第二产业增加值的比重代表该地区的企业环保投资力度，投资明细项目包括污染处理设备、环境友好产品发展、清洁生产、污染监测费、排污费、绿色信贷授信等。

（9）基础设施建设。基础设施完善的地区，生态农产品运输便利，生态旅游景点可达性高，交易成本相对较低；同时，由于网络通信便利，网络销售的普及为当地带来更多交易市场，更少买卖双方信息不对称问题。参考金戈［36］的研究，选用“交通运输、仓储和邮政业”“电力、热力、燃气和水的生产和供应业”“水利、环境和公共设施管理业”“信息传输、软件和信息技术服务业”四个行业的固定资产投资加总数据，利用以2008年为基期进行平减的基础设施投资流量，取9.2%的年折旧率，应用永续盘存法计算2020年末相较于2015年末各省份基础设施投资存量的增加值。

（10）农产品公共品牌。有机农产品、绿色食品、无公害农产品和农产品地理标志，统称“三品一标”，是中国重要的优质农产品公共品牌，能够向市场传递出绿色、安全、健康等质量信息，降低买方信息搜寻成本，使消费者形成溢价支付的意愿。选用2020年末各地区分别通过四个标准认证的产品存量，利用熵值法拟合出各地区农业品牌化发展情况。

（11）景区质量认证。国家A级旅游景区认证是中国特有的景区质量评级标准，是衡量旅游资源标准化管理的重要指标，特别是3A级及以上高级别景区已经成为区域旅游发展的品牌名片［37］，有效促进了资源优势向品牌价值收益的转化。文章选用各地区3A级及以上景区的数量，代表各地旅游景区品牌化发展程度。

（12）农业集体经济。生态农业产业化过程中会出现资源产权归属主体不明确、与分散村民谈判成本过高、产品质量参差不齐的问题，因此必须借助集体经济组织实现产业规模化［38］。农民专业合作社作为重要的农业集体经济形式，通过地缘划分财产权利边界、统一农户议价诉求和产品标准来降低交易成本，可以实现保护环境和共同富裕的协同增效［39］。农民专业合作社示范社的认定标准包括：民主管理好、经营规模大、服务能力强、产品质量优、社会反响好。一地区拥有的示范社数量越多，代表该地区集体经济的规模越大、效果越好。文章选择考察期末各地区拥有的县级及以上农民专业合作社示范社总数代表当地农业集体经济发展状况。

2.4 变量校准与构建真值表

为使各变量的原始数据转化为0～1之间的集合隶属度，有必要进行变量校准。参考已有文献的处理方法，设置三个集合隶属度临界值：完全隶属（0.95）、中间点（0.5）及完全不隶属（0.05），并且以各变量在25%、50%及75%上的取值作为校准锚点［40］。然后，将原始一致性、PRI（Proportional Reduction in Inconsistency）一 致 性 和 案例频数阈值分别设定为0.8、0.7和1.0［41］，经fsQCA方法计算后导出真值表，并对得到的组态结果进行分析。

3 结果与分析

3.1 单变量必要性分析

若单一变量的一致性大于0.9，则认为该变量可以直接解释结果［42］。从单变量必要性检验结果（表2）可知，所有条件变量均不构成两类生态产品价值实现的必要条件。因此，可以认定生态产品价值实现是多种政策工具共同作用的结果，需要进一步借助条件变量组态分析进行考察。

表2 生态产品单一变量必要性检验

3.2 条件变量组态分析

根据是否纳入逻辑余项，可以将所计算的结果分为复杂解、中间解和简约解。中间解仅纳入符合理论方向预期和经验证据的逻辑余项，在合理性和简约性之间达到了平衡，因此常常被作为理论分析的依据［43］。该研究的中间解结果显示，公共性生态产品的价值实现路径共6条（表3），经营性生态产品价值实现路径共7条（表4），且所有路径的一致性均超过0.8，表明13条路径组合对实现生态产品价值具有较高的充分性。公共性生态产品和经营性生态产品价值实现的总体一致性分别为0.935和0.948，均高于0.8的理论阈值；总体覆盖率分别为0.379和0.505，超过了QCA研究总体覆盖率在0.3以上的基本要求［44］。

由表3和表4可知，在计量层面没有任何单一变量构成结果变量的必要条件。但是深入分析发现，“生态资源权益交易”在所有的公共性生态产品价值实现路径中均出现，“PPP”在所有经营性生态产品价值实现路径中均出现，这表明“生态资源权益交易”和“PPP”分别构成了两类生态产品价值实现结果变量的核心条件。这两个变量的共同特点是，政府从宏观上进行顶层生态设计，划定了生态资源的使用权、经营权，并通过市场化运作的模式，促使“保护者受益、使用者付费、破坏者赔偿”的实现，属于在所有地区都适用的生态产品价值实现的政策工具。

表3 公共性生态产品价值实现组态

表4 经营性生态产品价值实现组态

考虑到区域禀赋差异，根据“经济规模”和“初始生态环境状况”两个条件变量是否出现，可以将中国分为四类地区：A类地区（生态经济协调发展地区），代表地区有广东、浙江，对应的组态为AP1、AC1、AC2；B类地区（生态发展滞后地区），代表地区有山东、内蒙古，对应的组态为BP1、BP2、BC1、BC2；C类地区（经济发展滞后地区），代表地区有云南、广西，对应的组态为CP1、CC1、CC2；D类地区（生态经济发展双重滞后地区），代表地区有甘肃、青海，对应的组态为DP1、DP2、DC1。下文将分别对以上各类地区的生态产品价值实现路径进行诠释。

3.2.1 A类地区（生态经济协调发展地区）

A类地区是目前经济发达且生态环境良好的地区，多分布在中国第三阶梯，地势以平原、丘陵为主，自然资源丰富，工业化水平高，陆路水路交通发达，劳动力充足，科技力量雄厚，代表地区有广东、浙江。当经济发展到一定水平后，生态需求随之提高，当地政府重视生态环境与经济协调发展，产业结构转型升级的成效明显，资源节约型环境友好型社会建设取得突出成绩。

公共性生态产品价值实现路径AP1显示，需要同时采取除自然保护地以外的所有政策工具，这是因为该类地区的生态环境已处于较高水平，进一步提升EI值的难度比较大，但是具备实施多种政策工具的能力。将经营性生态产品价值实现路径AC1和AC2布尔最小化运算后得到“基础设施建设*景区质量认证*PPP*自然保护地”（*是集合论中的关系符号，表示“和”。以下同）。具体来说，在A类地区，政府对生态产品的购买力强，环境规制力度大，市场主体参与生态产品供给意愿高，资源交易试点实施阻力小，基础设施建设水平高，对绿色创新的支持力度大，高污染耗能产业实现绿色转型或向“污染避难所”迁移来减少对环境外部性成本的支付，农业、旅游业也开始向生态化、规范化、规模化方向发展，生态产品价值在A类地区得以实现。要说明的是，AC1和AC2产生差异的原因是区域生态产业发展侧重点不同，因此，“农产品公共品牌*农业集体经济”的组合仅在路径AC2中出现。

3.2.2 B类地区（生态发展滞后地区）

B类地区是目前经济发达但生态环境较差的地区，经济发展处于粗放式增长向集约式增长转型阶段，早期以牺牲环境的代价来换取经济增长，生态环境问题亟待解决。

通过布尔最小化运算后，公共性生态产品价值实现路径BP1和BP2合并为“生态资源权益交易*企业环保投资*PPP*自然保护地”，经营性生态产品价值实现路径BC1和BC2合并为“基础设施建设*景区质量认证*农业集体经济*PPP”。B类地区的环境已经遭受破坏，不仅需要设立生态红线对用地进行限制，还需要对高污染企业征收环保税、设定资源使用限额，避免生态环境进一步恶化，同时，通过PPP模式对人为因素破坏的地区（矿坑、采煤塌陷区等）进行综合整治，加大基础设施建设投资，优化产业结构，从而实现B类地区的生态产品价值。此外，人力资源是BP1和BP2路径产生差异的主要原因，BP1的代表地区为内蒙古，产业结构以初级加工业和采掘业为主，对高新技术产业有一定挤占，人力资源开发滞后，需要借助财政转移支付实现生态治理；BP2的代表地区为山东，人力资源较为充沛，可以通过绿色技术实现产业转型升级。路径BC1和BC2产生差异的原因与上述由地区产业结构差别造成的组态路径差异相似。值得注意的是，设立自然保护地这一政策工具在B类地区，对公共性生态产品价值实现的作用较为明显，但是转化为经营收益的效果稍弱。这并非该政策工具在B类地区不重要，而是保护和利用难以同时兼顾［45］。

3.2.3 C类地区（经济发展滞后地区）

C类地区是目前生态环境良好但经济发展落后的地区，物产丰富、景色宜人，受地形地貌和区位等的限制，开发程度低，经济发展缓慢使其环境免受破坏，代表地区有云南、广西，如何将生态佳的优势转化为“生态+”的发展模式是该类地区当前发展的重点。

公共性生态产品价值实现路径CP1为“生态资源权益交易*绿色技术创新*自然保护地*PPP”。路径CC1和CC2中相同的组态包括：农业集体经济、PPP、自然保护地和品牌认证；不同的是，旅游产品认证出现在CC1，农产品认证出现在CC2。受限于财政资金不足，财政转移支付和基础设施建设在C类地区实施有困难；污染耗能企业较少，因此，企业环保投资这一前因变量也并未出现。进一步探究可知，一方面，生态资源交易、设立自然保护地的政策工具不需要大规模投资，可以通过较小的成本实现部分生态产品价值；另一方面，依托绿色技术，通过农民专业合作社、PPP的模式，利用区域资源优势，发展特色生态旅游，建造光伏发电站、现代农业产业园等环境友好型项目，打造区域特色生态品牌，将生态产品的价值附着于实物产品和服务产品中，实现生态产业化发展。

3.2.4 D类地区（生态经济发展双重滞后地区）

D类地区是目前处于经济发展和生态保护双重困境的地区，主要分布在黄河、长江中上游，拥有中国超半数以上面积的国家重点生态功能区。该类地区的生态环境脆弱、自然灾害频发、地形复杂、交通不便，经济发展受自然限制较大，代表地区有甘肃和青海。

经布尔最小化运算后，公共性生态产品价值实现路径DP1和DP2可以合并为“生态资源权益交易*政府转移支付”；经营性生态产品价值实现路径DC1为“基础设施建设*农业集体经济*PPP”。D类地区大多承担着构建中国生态屏障的重要任务，加大生态补偿和环境监督的投资，避免当地居民对自然资源进行掠夺式开发是必要的。路径DP1和DP2的差别在于，DP1包含组态“绿色技术创新*PPP”，DP2包含前因条件“自然保护地”。由于D类地区的生态环境问题最为复杂严峻，环境自我修复力较差，单纯地通过设立自然保护地进行生态恢复较慢，还需要发展绿色技术，将人工调节能力与自然修复能力相结合。同时，由于地形的限制，人均耕地面积有限、分布分散，产业发展基础薄弱，D类地区需要加快基础设施建设，充分发挥集体经济和PPP的优势，扩大产业规模，提高分散资源要素的配置效率，实现生态产品价值。

3.3 稳健性检验

现有研究多选择集合论特定的方法，运用调整校准阈值、改变案例频数、变动一致性门槛和剔除案例中的一种或多种具体方法进行稳健性检验［46］。由于案例数量较少且每个地区的案例都很重要，故而选择将一致性门槛提高为0.85进行稳健性检验。检验后，筛选出AP1和BP2两条路径，结果显示公共性生态产品总体一致性变为0.954，总体覆盖率变为0.3；经营性生态产品与此前一致；总体无显著变化。这表明文章的研究结果可靠性较高。限于篇幅，稳健性检验的组态结果从略。

4 结论与启示

4.1 主要结论

该研究基于公共产品理论，利用模糊集定性比较分析方法，考察了中国四类地区的公共性生态产品和经营性生态产品价值实现的政策工具优化及最佳路径选择，主要结论如下。

（1）生态产品价值实现需要多种政策工具共同搭配发挥作用。单一变量必要性检验结果说明，没有任何一个前因变量成为生态产品实现的必要条件，这表明生态产品价值实现作为一个复杂问题，无法通过单一政策工具解决，这为后续的理论研究和政策制定提供了依据。

（2）生态资源权益交易和PPP政策工具属于生态产品价值实现的核心前因变量，前者在6条公共性生态产品价值实现的路径中均有出现，后者在7条经营性生态产品价值实现的路径中均有出现，属于生态产品价值实现的核心前因变量。此外，农业集体经济和基础设施建设在四类地区的经营性生态产品价值实现路径中均有出现，也属于较为通用的政策工具。虽然以上变量在计量层面不构成结果变量的必要条件，但在实践层面是值得推广的政策工具。其共同点是公共部门与私人部门共同参与，优势互补，政府通过明确生态资源权属、降低交易成本的方式，畅通生态产品市场化交易渠道，保障经济效益、社会效益和生态效益实现最大化。

（3）区域禀赋异质性会导致生态产品价值实现路径的差异化。除了PPP、生态资源权益交易、农业集体经济、基础设施建设这四个在所有地区均出现的政策工具以外，不同区域的生态产品价值实现路径中还有其代表性的政策工具。其中，以浙江、广东为代表的生态经济协调发展地区的实现路径需要大部分的前因变量同时出现；企业环保投资、景区质量认证对山东、内蒙古为代表的生态滞后型地区的实现路径很重要；设立自然保护地对于广西、云南为代表的经济滞后型地区是实现生态经济双收益的有效路径；以青海、甘肃为代表的生态经济双重滞后型地区对财政转移支付的依赖性很高。这表明，初始禀赋不同的地区有针对性地优化政策工具体系，都可以有效实现生态产品价值。

4.2 启示

（1）精准识别产品类型、构建产品分类体系是生态产品价值实现的基础。研究表明，生态产品自身属性及所属区域的差异化会导致生态产品价值实现路径的差异化，且生态产品调查涉及大量地理国情数据和社会经济数据。因此，各地要依托先进的对地监测技术和人工智能技术，推动生态数字化发展，构建生态产品项目库，精准识别产品类型及适配的实现路径，实施动态监测，实时跟踪区域内生态产品的质量和数量的变化，及时制定、调整和完善有关政策。

（2）增强政策工具体系的针对性是生态产品价值实现的重要保障。首先，将生态产品价值纳入绩效考核时，要充分考虑区域特点，不能简单地一刀切。在承担着生态安全屏障功能的地区，例如大江大河发源地，强化公共性生态产品供给与价值提升的约束性考察指标，弱化经济发展类指标；适时对经济生态协调发展地区与生态滞后型地区实行生态产品价值与经济效益双考核。其次，区域政策制定应充分结合自身发展阶段，不断优化宏观政策工具体系，积极探索多元化的实践路径。具体而言，生态产业化应因地制宜，例如在水流落差大的横断山区建造水力发电站、在不宜发展农业的戈壁沙漠发展特色旅游业，最大限度释放生态红利。

（3）政府与市场双轮驱动、充分释放市场活力是生态产品价值实现的根本。首先，加快政府职能转换，确立合理的生态保护补偿标准，制定与生态产品有关的基础设施专项规划，依法加强监管，完善公开透明的市场交易规则，推动生态资源权益交易发展。其次，破除社会参与壁垒，创新实践模式。一方面，允许参与生态治理的主体依法获取部分土地经营权，鼓励农民入股分红参与到生态经营项目中，加大绿色金融对生态项目的支持力度，激发社会资金参与热情；另一方面，规范生态产品认证标准，发挥电商平台的渠道优势，推动产品供需精准对接，实现绿色发展与共同富裕协同增效。最后，弘扬生态发展理念，培养生态自觉意识，引导公众绿色生活，释放群众的生态需求，拉动生态产品优质供给。

（4）继续拓展政策工具优化研究，探索更加有效的生态产品价值实现的差异化路径。第一，考虑将绿色金融、试点示范等更多的政策工具纳入分析中，更客观分析生态产品价值实现路径的演化特征；第二，考察区域间政策工具的相互作用与影响，定量分析各区域之间生态产品价值实现的空间溢出效应；第三，从消费端入手，引入需求型政策工具，深入探究消费者对生态产品的支付意愿。