基于卫星遥感数据的生态资产核算方法及其应用

刘婧一，王宇飞，王梦飞，贾伟洁，刘鸿宇

（1.北京大学-林肯研究院城市发展与土地政策研究中心，北京 100029；2.管理世界杂志社咨询研究部，北京 100026；3.中国自然资源航空物探遥感中心自然资源评价区划室，北京 100083；4.北京林业大学 经济管理学院，北京 100091）

0 引言

自然资源资产的提出反映了全社会对自然资源价值的肯定，其相关的概念、理论与核算方法产生于西方国家并且逐步应用于实践[1]。就我国而言，自然资源对经济社会的贡献一直被低估，其价值并未得到足够重视[2]。2015 年，中共中央、国务院印发的《生态文明体制改革总体方案》开启了生态文明体制改革的历程，目的之一是对自然资源资产保护和利用所涉及的体制机制进行调整[3]。其中，对自然资源资产进行核算，服务于自然资源资产负债表的编制、自然资源价值实现程度的评估、自然资源要素市场化配置等基础性管理工作，是自然资源价值化、资产保值增值的参考，也是生态文明绩效评价考核的基础。随着各地生态文明体制改革的推进，自然资源资产核算也逐渐成为国内学术界以及实践领域关注的热点话题。其中又以生态系统为代表的生态资源资产（下文简称“生态资产”）核算的难度最大、争议最多，也是本文的核心议题。

1 文献综述

国际社会对自然资源价值核算（多用“自然资本”一词）的关注起源于自1992 年联合国环境与发展大会通过的《21 世纪议程》。会议要求“扩大现有国民经济核算制度，以将环境和社会因素纳入会计体制，至少将所有会员国附属自然资源核算制度包括在内”，对《国民经济核算体系》（system of national accounts，简称SNA）中经济资产所涉及的自然资源进行核算。随后联合国等组织于1993 年发布了《综合环境与经济核算体系》（System of Integrated Environmental and Economic Accounting，简称SEEA-1993）并多次更新，使得SEEA 成为国际社会认可的环境经济核算体系并发展为现在的SEEA2012[1]。在这一体系指导下，各国结合自身国情，按照不同的分类和方法，开展自然资源资产的核算工作，其中，荷兰（环境账户的国民核算矩阵NAMEA）、日本（资源环境账户体系理论框架JSEEA）、菲律宾（环境与自然资源核算工程ENARP）等国的工作认可度比较高[4]。

生态资产核算的难点在于对生态系统服务的核算。这部分研究工作起始于1956 年，ANTHONY 提出“应建立环境核算体系核算每年自然资源总量发生的变化”[5]。1997 年，COSTANZA 等[6]在1997 年发表的《全球生态系统服务与自然资本的价值》（于2017 年进行了文献更新）一文中，将生态系统服务划分为17 类，并对16 种土地利用类型所对应的生态系统服务赋值。随着生态系统服务价值研究的深入，联合国在SEEA 体系基础上建立了生态系统资产（存量）核算体系，增加了生态系统相关的账户，并增加了生物多样性、海洋、城市生态系统等核算主题[7]。

联合国千年评估体系（the millennium ecosystem assessment，MA）围绕生态系统和人类福祉之间的关系进行了深入研究，将生态系统服务进一步调整为供给服务、调解服务、支持服务和文化服务，该方法后来被广泛应用于生态系统服务价值核算[8]。生态系统与生物多样性经济学（the economics of ecosystems and biodiversity,TEEB）在2007 年被提出后[9]，得到了联合国环境规划署的支持并在多个国家有所应用，最终促进了生物多样性的保护。它明确了生态系统提供的四类服务并提出可以采用市场价值法、显示性偏好法等来进行价值评估[10]。世界银行2021 年推出的关于国家财富的报告认为应该将自然资本纳入国家财富的范畴，并作为四项基本考核指标之一[11]。整体来看，自然资源资产核算的理论逐步形成，并在企业、政府资产和国民经济核算层面得以应用[12-13]。但是，从操作层面来看，目前国际上对核算项目的分类并不统一，对估价方法的选择也还存在争议。

就评估方法来说，主流方法大概可以分为三类，分别是市场法、收益法以及成本法（表1）[14-19]。三种方法各有利弊，但是都难以直接应用于中国。

表1 三类主流的价值评估方法

国内研究大致可以划分为三个阶段，分别是以国民经济可持续发展为中心的自然资源核算评估体系建立阶段（2003 年前）、以绿色GDP 核算为核心的自然资源核算评估体系发展阶段（2004—2013 年）以及生态文明建设背景下的自然资源资产核算阶段（2013 年后）[16]。

第一阶段的代表人物为李金昌[20-22]，他认为自然资源价值包括自身价值和人类劳动所投入的价值，前者根据地租理论确定，而后者则根据生产价格定价法来量化，其他的研究者还包括胡昌暖[23]、蒲志仲[24]和章铮[25]等。

第二阶段研究的代表性人物包括张丽君、高敏雪，主要是对环境经济核算的方法进行探索，比如张丽君等[26]在能值理论和物质流理论的基础上对绿色GDP 核算中的资源损耗与环境退化进行定价，高敏雪[27-28]提炼了资源核算的实物量指标以及核算标准。

第三阶段的标志是党的十八届三中全会明确提出了编制自然资源负债表的要求，其中，自然资源资产的价值化核算是自然资源负债表编制的关键环节，并且与自然资源体制改革的方方面面密切关联，比如离任审计、生态补偿、绩效评估等。

我国于2017 年印发实施了《中国国民经济核算体系（2016）》，也仅仅是将自然资源以实物量的形式纳入核算体系。而自然资源价值量的核算，由于我国市场成熟度、自然资源产权属性等与其他国家差异较大等因素，难以直接应用国外的相关理论和核算方法。目前来说，各方争议较大，并未形成一套系统的、有可操作性的流程或方法。2019 年，中共中央办公厅、国务院办公厅印发了《关于统筹推进自然资源资产产权制度改革的指导意见》，要求“研究建立自然资源资产核算评价制度，开展实物量统计，探索价值量核算”，从政策层面再次肯定了价值量核算的必要性。

面对构建生态文明体制的要求，我国自然资源资产的核算应充分考虑自然资源资产全民所有制的特点并与自然资源的管理和利用结合，而不应机械地沿用和照搬国外经验。面对日益严重的资源紧缺以及生态环境问题，迫切需要加强自然资源核算方法论的研究，以服务于自然资源价值化的需要。

学者们后续对自然资源资产的核算、评估等展开了深入研究。总体来说，从政策角度来看，自然资源资产价值量的核算最初是服务于自然资源资产负债表的编制。自然资源资产负债表是一项典型的中国特色的政策概念。2015 年国务院办公厅印发《编制自然资源资产负债表试点方案》之后，以试点形式在17 个地区开始了尝试。负债表的编制大致可以分为两种思路，一个是SEEA2012框架下的自然资源资产平衡表[29]，一个是探索资产负债表及其平衡关系的路径。前者仅仅涉及资产核算，而不涉及负债和权益；后者又可以分为两个角度，分别是统计路径和会计路径，代表人物分别是封志明等[30-31]和杨世忠等[5,32]。侧重统计的方式强调指标的选择和报表的编制，主要产出是主表和若干子报表的组合，而侧重会计核算的结果则不仅限于此，还要求有一套严格的账户系统支撑。无论哪种路径，资产负债表编制的难点都是对生态系统服务价值的核算。

生态系统服务被认为是自然资源资产核算从实物量转换为价值量的关键。这方面的研究很多，并且已经有多篇综述文章进行分析。比如李丽等[33]对国内生态系统服务价值评估现状进行了追踪，对现有的服务价值评估方法进行分类、总结。刘尧等[14]从收集基础信息、展开价值评估研究、进行动态评估方法、建立生态环境与经济综合核算方法角度，指出了生态系统服务价值评估方法研究的发展方向。傅伯杰等[34]就中国近20 年来生态系统服务相关的研究进行了总结，并重点分析了依托生态模型和经济学评估技术的核算方法。

相关研究可谓多而杂，并且跨度时间久，既有理论分析也有针对某一地区的具体核算。近些年来比较知名的研究包括以谢高地等[35]为代表的基于单位面积因子的核算方法（11 类），以欧阳志云等[36-37]、马国霞等[38]、冯刚[39]为代表的GEP 核算框架。除去参考国际经验外，我国学者还倾向于结合国情设计评估指标体系，比如傅伯杰团队[34]在“生物多样性—生态系统结构—过程与功能—服务”级联关系基础上，构建了生物多样性与生态系统服务评估指标体系。近些年来，随着研究的深入和技术的发展，评估模型（比如INVEST 等）、卫星遥感技术的应用弥补了传统核算方法中以点代面的缺陷；以空间数据为基础进行生态系统服务价值的评估，在生态系统服务价值核算和相关决策实施中扮演了越来越重要的角色[40-42]。

整体来说，各方对自然资源资产的理解有较大差异、观点不同，比如分类标准、核算周期也不统一，再加上我国的自然资源市场环境不成熟、价格体系不完善，迄今为止没有形成统一、规范的核算标准以供各地应用。我国特殊的自然资源所有制形式不同于西方国家的私有制，并不具备完整而成熟的市场经济体系，现行经济体系中也并没有对生态资源资产进行购置、销售等交易行为，机械地参考国际常用的核算方法（比如替代市场法、市场价值法）或者采用历史成本、现值、可变现净值与公允价值等进行估值都有不合理之处。而由于分类标准、数据可获得性等因素，已有的自然资源核算方法的公信力和权威度不足、可比性较弱[43]。

除此之外，当前学术界倡导的几类核算方法存在一些突出的问题，主要是未与自然资源部门的调查、监测、确权等管理工作相结合，适用性不佳。比如在领导干部离任审计方面还只能针对实物量进行核算，在生态补偿方面缺少以自然资源价值量核算为基础的依据等。核算方法普适性的缺乏使得其应用区域过小，难以在全国推广并且核算周期偏长，较难满足自然资源主管部门行政管理的需求。

2 基于卫星遥感数据和重置成本法核算方法的构建

现阶段在自然资源管理领域的价值核算应该从实物量切入，以自然资源调查数据、自然资源管理的能力水平为基础，从数量和质量出发进行资产本底的核算。当前生态学的热点更多的是从科学研究角度探索以生态系统服务为核心的价值核算方法，但是这样的思路短期内较难服务于行政管理中标准化、规范化的需求并且难以精确并保障各区域的可比性。离开生态文明体制改革的背景以及自然资源管理的现状来讨论价值核算问题容易陷入过度追求精准化的怪圈，不利于实践操作。自然资源核算作为最基本的工具，更多的是要服务于政策实践，可操作性和统一性才是选择核算方法和路径的重要考量。因此，本研究从解决问题入手，将卫星遥感数据和重置成本法结合对典型地区的生态资产进行评估。以此为出发点，本文的主要技术路线见图1。

图1 生态资产评估的技术路线图

2.1 生态系统和典型地区

生态资产核算的关键是对资产进行分类。在SEEA体系（SEEA 认为，环境资产包括矿产和能源资源、土地、土壤资源、木材资源、水生资源、其他生物资源和水资源）对自然资源分类的基础上，本研究重点关注以森林生态系统、湿地生态系统、草原生态系统以及农田生态系统（耕地）为核心的陆地生态资源，并未考虑海洋生态资源。综合考虑生态系统和生态类型的特征，结合土地利用方式，研究将生态资产划分为五种类型，分别是林地、湿地、草地、耕地、裸土（含建筑）。一方面，使得本核算方法和国际接轨；另一方面，可以直接利用自然资源部门调查监测的数据，保障核算可以和自然资源的确权、登记等工作密切结合。选择4 个典型地区作为应用案例，包括巴彦淖尔市、伊春市、北海市和湖州市，分别代表北方温带草地生态类型、北方针叶林区、南方近海生态类型以及长江中下游城市生态类型。

2.2 卫星遥感技术确定生态系统的数量和质量

将卫星遥感技术应于自然资源管理已经非常普遍。本文主要通过卫星遥感技术获得区域内一定时期内生态系统面积和质量变化的情况，并结合自然资源的特征，分类定级，具体思路如图2 所示。

图2 应用卫星遥感技术获得生态质量空间分布的技术路线

2.2.1 数据来源

本文获取了内蒙古自治区巴彦淖尔市、广西北海市、黑龙江伊春市和浙江湖州市2015 年、2020 年的监测数据，坐标系为2 000 国家大地坐标系，数据基于Google Earth Engine 平台获取，并在此平台基础上进行二次开发进行生态类型分类提取。收集20 景2015 年、2020年两期覆盖巴彦淖尔市、北海市、伊春市和湖州市的Landsat OLI 中分辨率遥感影像，数据主要时相为5—10月，数据产品为Level 1T 地形矫正影像，经过几何校正，投影坐标系为UTM-WGS84。

2.2.2 核算方法

获取Landsat8 影像的绿波段、红波段、近红外和短波红外波段数据，引入基于遥感的相关指数，包括归一化植被指数NDVI[44]、归一化水体指数NDWI[45]、归一化建筑指数NDBI[46]以及植被覆盖度FVC 指数[47]。本文提供两种遥感产品，一是遥感生态类型和变化，二是生态植被质量和变化。

（1）遥感生态类型和变化。本文通过监督分类结合植被指数方法对4 个地区的生态类型进行2015 年和2020 年分类提取，并在此基础上实现变化分析。首先，计算归一化植被指数NDVI[44]、归一化水体指数NDWI[44]和归一化建筑指数NDBI[46]。其次，根据遥感图像标注五种生态类型，即林地、草地、耕地、湿地、裸土（含建筑）的样本。最后，引入监督分类的SVM 分类方法进行生态类型分类，得到最终的分类图。

（2）生态植被质量和变化。参考苏朔等[48]的研究，首先计算植被覆盖度FVC，然后参考植被覆盖度等级划分，结合研究实际，得到生态植被质量和变化。根据“全国植被覆盖度类型划分”原则[49]，结合北运河流域植被类型分布，将植被覆盖度划分为五个等级：Ⅰ级为高植被覆盖度（80%≤FVC≤100%），Ⅱ级为中高植被覆盖度（60%≤FVC≤80%），Ⅲ级为中等植被覆盖度（40%≤FVC≤60%），Ⅳ级为中低植被覆盖度（20%≤FVC≤40%），Ⅴ级为低植被覆盖度（0 ≤FVC≤20%）。结合后续生态价值估算，将生态植被质量分为三个等级，将上述的Ⅱ级和Ⅲ级合并为第二级（40%≤FVC≤80%），Ⅳ级和Ⅴ级合并成第三级（0 ≤FVC≤40%），Ⅰ级保留为第一级（80%≤FVC≤100%）。

2.3 生态资产价值核算方法

2.3.1 核算方法的选择

重置成本法（replacement cost method）常用于资产评估，在环境赔偿核算中的应用非常普遍，但是在生态资源核算中的应用不多[50]。当然，已经有研究说明该方法具有运用于生态资产核算的可行性[51]。当生态环境遭到破坏后，通过计算恢复生态环境到原状所要支付的费用，借以估算生态环境变化所影响的经济价值或者治理生态环境问题需要付出的成本，即重新构建该生态系统或重新达到该生态服务功能所要花费的所有货币价值总额。与其他核算方法比，该方法基于底线思维，考虑了生态环境功能的恢复，可以解决当前复杂的生态系统的定价问题。参考周一虹[52]提出的环境重置成本法，本研究认为，针对生态资产的成本价值可以分为三个层次：

（1）恢复层成本，主要指某地区生态修复的投入，即生态工程的实际投入成本，或者解释为生态系统被破坏后，用于人为修复到之前水平的投入。修复成本按当年各地的实际生态修复工程的总金额计算。当前我国参与生态修复的资金主要来自不同政府的财政投入，因此各地的恢复层成本按其生态工程的投入计算。各地政府在生态修复方面的投资，可以通过相关领域的统计年鉴获得。

（2）维护层成本，主要通过生态系统恢复的时间价值来反映，即将生态系统从修复到成熟期的抚育维护成本作为时间成本。在该理念下，生态修复难度大的地区的生态资产价值更高。至于恢复年限而言，各地情况有所差别，一般来说受土壤、气温和降水等因素影响。

（3）战略层价值，主要是指该区域的机会成本。其影响因素包括环境承载力以及国家对其的战略定位等。由于战略成本涉及的因素较为复杂，在此不以定量方式核算。

本研究主要核算恢复层和维护层的成本。

综上，某地生态资产价值（V）按如下公式进行计算：

式中：j=1,2,…,n，表示生态类型；l=1,2,3，分别表示生态类型质量的一级、二级和三级，一级质量最优，三级质量最低；Cjl指在l质量等级下第j类生态系统恢复层成本；ΔSjl表示l质量等级下第j类生态类型的面积变化。Yj为第j类生态系统的修复年限，林地生态系统主要参考《森林资源规划设计调查技术规程（GB/T 26424—2010）》，实际核算中取其平均。各地情况不同，按主要乡土树种推算其修复年限。草原生态系统和湿地生态系统相对森林生态系统的修复年限较短，均取3 年。

2.3.2 数据来源以及计算说明

（1）恢复层的数据来源。恢复层成本核算的关键是确定不同类型的生态系统单位面积的成本，各地的具体成本主要来自行业统计年鉴。其中，考虑经济水平和人工成本等因素，同一省份、同一生态系统类型的成本取同样的数值。表2 为不同类型的生态系统恢复层成本的计量方法以及数据来源。生态系统的类型 成本计量模型 数据来源

表2 不同类型的生态系统恢复层成本计量模型及数据来源

在林地、湿地和草地的计算模型中，Ci指该种生态系统恢复层成本；I总指当年该生态系统恢复或新增工程投资额；S治理指当年该生态系统新增或恢复面积。

耕地、草地的修复成本具有一定的特殊性。由于各地政府多数已经以地方法规的方式给出了土地开垦费或者草原植被恢复费，因此文中耕地和草地的修复成本主要来自地方政府的相关文件。

统计年鉴如有数据滞后或者缺失的情况，则对年鉴中已有的时间序列数据采用自回归AR 模型进行计算。对于样本较少而无法准确预测的省份，将全国平均数据的自相关系数同本省有限年份的自相关系数进行线性加权预测。用各省历史数据对未来单位面积的修复或维护成本数据进行预测，假设满足自相关性。p阶自回归过程公式为：

式中：Cit为i省在t年单位面积的修复或维护成本，μi为截距项，εit为随机扰动项，γi为系数，Ci(t-k)为滞后项。缺乏数据的省份回归过程公式为：

（2）维护层成本。

①年度维护成本的确定。维护层成本直接影响了生态系统的变化趋势。假设在生态修复的基础上展开维护，则生态系统质量变优，不进行维护，则生态系统质量变差。以此为基础对生态系统质量进行分级，对应前文所述的一、二、三级。其中，森林生态系统是我国最主要和最普遍的生态系统。根据2010—2020 年的统计年鉴，维护成本占修复成本的比例在8%～12%之间，因此，故本研究中维护成本按10%的修复成本进行计算。其中，湿地和草原生态系统按类似的比例。如前文所述，耕地具有一定的特殊性，主要体现在基本农田和一般性耕地的价值差异上。根据各地对不同等级耕地修复成本的划定，加权统一后，耕地的维护成本按其修复成本的20%计算。

②修复时间的确定。维护层价值核算的关键在于生态修复时间的确定。以森林生态系统为例，修复时间主要参考森林的生命周期。但是由于我国森林修复相关的研究和实践基础较为薄弱，并且工程中的修复时间也有较大差异，使得确定生态系统修复时间的难度较大。在对生态修复领域专业人士访谈的基础上，本研究假设如下：第一，各地生态修复主要选取乡土树种；第二，修复年限和树龄密切相关。由于缺乏相关的实际数据，因此本研究在实际调查基础上参考了《森林资源规划设计调查技术规程》的树木的年限。实际操作中，对区域的恢复年限更适宜咨询专业人士，而同时完整的生态系统修复的用时也更久。

（3）战略成本的确定。各地生态资产中的战略成本以及变化需要符合该资源在当地在主体功能区中的定位。国家层面对主体功能区的划分建立在各地生态系统本底特征和对其功能定位之上，也使得各地的战略成本有一定的随机性。这意味着在重点生态功能区、国家公园等被国家赋予了维护生态安全职责的区域，其战略成本应该有所增加。借鉴重点生态功能区的做法，可以对不同类型的区域按照权重对其战略成本进行适度调整。由于战略成本涉及时间较长并且考虑因素较为复杂，在此不进行定量考虑。

3 结果分析

3.1 生态系统面积和质量变化的情况

通过卫星遥感技术获得了4 个典型地区2015 年和2020 年不同类型的生态系统的质量和面积变化的基本情况，如图3 所示。

借助遥感数据得到了4 个地区不同土地利用类型在2015—2020 年质量变化的情况，如图4 所示。

图4 “十三五”期间典型地区土地利用类型质量变化的情况

通过卫星遥感数据可知，巴彦淖尔市的生态系统质量提升的占12.6%，质量下降的占15.5%。北海市生态系统质量提升的占16.2%，质量下降的占18.2%。伊春市生态系统质量变好的占25.1%，质量下降的占27.3%。湖州市生态系统质量提升的占11.6%，质量下降的占13.7%。

3.2 生态资产变化情况

结合卫星遥感技术反演得到的生态系统面积和质量数据，根据重置成本法，得到4 个典型地区“十三五”期间生态资产变化的基本情况（图5）。巴彦淖尔市、伊春市、湖州市和北海市“十三五”期间总的生态资产变化分别是3 266.1 亿元、424.5 亿元、453.4 亿元和-36.0 亿元，单位面积的生态资产的变化分别是37.8 元/平方千米，8.8元/平方千米，69.3 元/平方千米以及-10.2 元/平方千米。

图5 “十三五”期间典型地区的生态资产以及单位面积生态资产的变化

图6 呈现的是各地区不同类型的生态资产变化的基本情况。可以看出，巴彦淖尔市生态资产的变化主要是由于耕地和草地的变化而导致。伊春市近些年来生态资产降低的情况需要尤其重视，除草地资产有所增加外，耕地、林地和湿地的生态资产均呈现下降趋势。北海市因耕地减少引发的生态资产减少的问题也比较突出，主要原因是其一级和二级耕地面积在减少。湖州市整体来看林地生态资产提高显著，一级林地尽管质量下降，但是三级林地面积大幅度增加；近些年来湖州市在湿地保护修复方面取得了明显成效，直接带动了其生态资产的上升。

图6 典型地区不同类型的生态资产在2015—2020年的变化情况

3.3 生态资产变化的主要原因

生态资产的变化主要由两类因素导致，一类是自然的影响，一类是人类活动的影响。近些年来，气候变化影响降水，带动了我国，特别是西北部地区的降雨量，进而促进了生态系统质量的改善，影响了生态资产的变化[47]。各地在生态建设方面的投入加大，对生态修复工程的日益重视以及耕地红线、生态红线等制度都促进了生态资产的提高。由于在价值估算中主要采取的是生态资产重置思路下的投入成本法，生态资产的变化可以反映各地对生态的重视程度。比如湖州，作为“绿水青山就是金山银山”理论的提出地，一直非常重视生态资源的保护，但是也存在由于城市发展引发农业生态资产下降的情况。

对于内蒙古的巴彦淖尔市，得益于国家山水林田湖等生态修复工程以及草畜平衡等政策措施，其草原生态系统在“十三五”期间得到了有效恢复。伊春市草地生态系统得到了改善，但是森林、湿地以及耕地的生态资产降低明显。初步判断这是由于城镇化引发的土地利用方式发生了巨大转变，具体情况有待现场核实。北海市生态资产下降的主要原因是由于耕地和湿地的减少，研究最初预期的因大规模种植桉树导致森林生态质量的下降情景并没有那么严重。分析是由于在2014 年后，广西已经重视到了桉树种植引发的生态问题，进行了综合整治。综上，各地在进行生态保护的过程中，既需要重视质的提高，也需要重视量的变化，并且防止由高生态资产价值的生态系统向低价值的生态系统转化的情况。

4 结论和展望

对自然资源资产进行核算是自然资源资产化管理的重要环节。自然资源部的成立从体制机制上解决了多部门之间管理交叉等问题，实现了统一行使“全民所有自然资源资产所有者职责以及国土空间用途管制和生态保护修复职责”。但是和其他生态文明体制改革措施相比，自然资源核算的进展较为缓慢。多数研究较少考虑其政策含义并且未同生态资源管理现状结合，以至于这些方法可推广程度有限，对行政管理应用价值不高。而近些年来多地自主开展的自然资源资产核算或者GEP 核算有刻意高估之嫌，地方政府往往希望借助学者研究获得更多的生态补偿资金或者彰显其良好的生态环境质量。迫切需要一套能服务于实际管理的、可统一的、标准化的核算方法。

本研究的优势是将卫星遥感数据和重置成本法相结合。首先，卫星遥感技术保证了数据的多区域、长周期、连续性、客观性以及来源的统一性。其次，重置成本法是一种底线思维的模式，是必要成本以及最低的投入成本，相对其他核算方法更有现实意义。

研究主要可以应用于以下两个方面：

（1）服务于自然资源审计。其中，自然资源资产负债表是生态文明体制改革方案中明确用于领导干部自然资源资产离任审计的主要方式。尽管各地也开始了多个试点探索，但是实践中进展缓慢。其中的核心问题之一就是价值量核算方法统一的难度颇高，不能反映实际政府在生态资源保护方面的绩效。本研究的前提是基于地方生态资产取决于地方政府对生态建设的投入且与生态建设产出呈正比。重置成本法作为一种最小成本投入法，资金投入的总量和结构可以表征地方生态建设产出的高低。该方法可以进一步服务于领导干部生态环境绩效评价考核与问责机制或自然资源督察工作，考核各地生态资产的保值和增值情况。

（2）用于生态补偿或赔偿制度中的价值核算。生态补偿或者赔偿制度通过对损害（或保护）资源环境的行为进行收费（或补偿），激励损害（或保护）行为的主体减少（或增加）其带来的外部不经济性（或外部经济性）。补偿额度的确定是生态补偿从理论研究走向实践的关键，核算方法是其核心所在。而当前实践中的主流声音在于从生态系统服务角度进行核算，但是这一方式的主要问题是并未考虑生态恢复、维护的成本，并且较难满足不同利益相关方的诉求。实践中，需要找到受损方的心理需求和受益方的赔偿能力的平衡点。生态补偿更多的是协商的结果，取决于双方的支付意愿，比如类似新安江的水权交易等。在生态损益赔偿中，重置成本法的意义突出，可以看做补偿方需要支付的最低成本，在补偿协议中，可供补偿协议双方协商参考。

未来尚需在本研究的基础上进一步探讨本核算方法可以顺利推进的政策措施和能力保障，以加快自然资源资产管理的改革步伐。