生态系统的直接价值例1

中图分类号：C812 文献标识码： A 文章编号：1006-5954（2012）04-72-03

一、都市型现代农业生态服务价值概念提出的背景

在北京经济社会的加速发展和快速城市化进程中，农业的经济价值在国民经济中的份额逐年降低，农业的基础作用和重要功能渐渐被忽视。国务院对《北京城市总体规划（2004年～2020年）》的批复中，明确了首都的城市功能定位，建设“宜居城市”成为首都的重要功能之一。“十五”期间，市委、市政府明确将都市型现代农业作为未来农业的发展方向。农业的功能从传统的单一生产功能向都市型现代农业的多功能拓展。农业的生态功能越来越凸显其重要作用。

农业生态系统在一定范围内具有自我调节和净化污染物的能力，对人类的经济和社会可持续发展贡献巨大。2012年2月，国务院常务会议新修订的《环境空气质量标准》，将PM2.5纳入各省市强制监测范畴。北京为实现2015年PM10和PM2.5浓度比2010年下降15% 、PM2.5浓度≤60微克每立方米的目标，提出大面积植树造林、增加水域面积、加大工业结构调整等八项措施，通过转变经济发展方式、加强生态环境管理，提高经济增长质量和居民居住环境质量。

水资源的紧缺和耕地的减少成为北京生态环境建设和未来经济社会可持续发展的瓶颈。《北京市城市总体规划（2004年～2020年）》对北京市的生态环境建设做出了部署，划定了生态涵养发展区，通过对区县进行功能定位来保护北京的生态环境。生态涵养发展区的经济发展、转型让步于生态建设，需要客观反映生态环境的重要价值，并以此作为建立相应生态补偿机制的依据，实现全市各功能区的经济、社会、生态环境的可持续协调发展。农业的价值也需要从生产、生活、生态多功能服务首都经济社会发展的角度被重新评价。

二、都市型现代农业生态服务价值的概念

为了全面反映北京都市型现代农业发展现状，客观评价农业在经济社会发展中的作用，有效监测北京生态和环境发展状况，我们从都市型现代农业的角度出发，以都市型现代农业的生产、生活、生态多功能发展为思路，以生态经济学理论为支撑，提出了“都市型现代农业生态服务价值”概念，并建立了相应的监测评价指标体系。

农业生态服务价值是指农业范畴所包含的所有资源和人类活动给人类所带来的直接和间接的效益。

农业生态服务价值包括三部分：直接经济价值指以货币形式表现的农林牧渔业的全部产品价值、对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值以及湿地生态系统特有的供水价值；间接经济价值指农业范畴内的所有自然资源（生态系统）由于其特有的生态优势，在传统农业以外给人类所带来的、在现实经济生活中实现的经济效益；生态与环境价值指农业范畴中的自然资源（生态系统）为改善人类的生存条件和生活环境带来的、没有在现实经济价值中实现的效益。

三、都市型现代农业生态服务价值监测评价指标体系

北京都市型现代农业生态服务价值测算范围包括农田、森林、草地、湿地四大生态系统。都市型现代农业生态服务价值一级指标框架包括直接经济价值、间接经济价值和生态与环境价值3个部分，二级指标12个，三级指标36个。

（一）直接经济价值

1.农林牧渔业总产值：是指以货币表现的农林牧渔业的全部产品总量和对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值。

2.供水价值：是指以货币表现的湿地供给的维持正常社会生产和居民生活的水资源的价值。

（二）间接经济价值

1.文化旅游服务价值：是指依托农业独特的资源优势，给人们创造了舒适的旅游、休闲、科研、教育环境，并因此带动消费所产生的价值。

2.水电蓄能价值：是指利用河流、湖泊等位于高位能的水流至低位，将其中所含的位能转换成水轮机的功能，再利用水轮机作为原动机，推动发电机产生电能所产生的价值。

3.景观增值价值：在城市中，景观价值尤其是土地价值是由土地区位、交通状况、周围环境等因素综合决定的，其中由森林、湿地等农业资源直接影响所产生的增值就是景观增值价值。

（三）生态与环境价值

1.气候调节价值：生态系统中的绿色植物在生物生产中调节大气中氧气变化，固定大气中的二氧化碳，减缓地球的温室效应，保证生命活动的基本气候条件，同时具有防风、增湿、调温等改善气候的功能。这里主要是指生态系统固定二氧化碳和释放氧气、调节气温、调节湿度的功能价值。

2.水源涵养价值：生态系统的存在可以大大增加土壤对降水的吸收，减少地面径流，尤其湿地生态系统还具有蓄水和补给地下水，维持区域水平衡的重要作用。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是水源涵养价值。水源涵养价值包括调蓄地表水价值、补充地下水价值、拦截降水价值、涵蓄降水价值。

3.环境净化价值：生态系统的植物能够对大气污染、土壤污染以及水污染起到净化作用。绿色植被在植物抗生范围内能通过吸收而减少空气中硫化物、氮化物、卤素以及粉尘等有害物质的含量，在一定程度上还能吸收土壤以及污水中的部分污染元素。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是环境净化价值。环境净化价值包括降低粉尘价值、释放负氧离子价值、净化水质价值、吸收有害气体、减噪的价值、释放植物杀菌素价值、消解固体废弃物七个方面的价值。

4.生物多样性价值：生物多样性包括生态系统多样性、物种多样性和遗传多样性三个层次。多种多样的生物是人类赖以生存和发展的物质基础。北京地区复杂多样的地形、气候、土壤和湿地资源，为植物保育和野生动物的繁衍生息提供了多样的环境。生态系统的这种功能对于人类的价值就是生物多样性价值。生物多样性价值包括珍稀动物价值和植物保育价值。

5.防护与减灾价值：是指由于生态系统的存在，在减少风沙侵蚀、调蓄洪水过程、改善农田生态环境、提高农作物产量和质量等方面发挥的作用。防护与减灾价值包括洪水调蓄价值、农田防护价值、防风固沙价值。

6.土壤保持价值：由于生态系统的存在，植被和枯枝落叶层的覆盖可以减少雨水对土壤的直接冲击，保护土壤减少侵蚀，保持土地生产力；并能保护海岸和河岸，防止湖泊、河流和水库的淤积，生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤保持价值。土壤保持价值包括避免废弃土地价值、减少养分流失价值、减少泥沙淤积、滞留价值。

7.土壤形成价值：生态系统的植物根系从土壤吸收营养物质合成新的生物生产量，保存在植被中的这部分营养物质避免了养分受雨水淋洗的直接流失，而有机物以枯枝落叶的形式输送到土壤中而被生态系统重新利用，体现了森林生态系统中森林植被在养分循环和累积过程中的作用。森林生态系统特有的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤形成价值。土壤形成价值包括植被养分累计价值和枯落物分解价值。

四、都市型现代农业生态服务价值监测测算方法

本体系将现有的统计制度和专业领域研究有机结合起来，分别对都市型现代农业生态服务价值的三个组成部分进行统计和测算。

（一）直接经济价值

农林牧渔业总产值采用北京郊区统计制度中“农林牧渔业总产值”的相应计算方法。供水价值采用水资源管理部门的地表水供水量和测算得到的地表水中水产生量，结合价格管理部门的综合水价和再生水价计算得到。

（二）间接经济价值

采用北京统计报表制度中的旅游等专业统计方法和部门统计数据，结合调查得到水景观因子等参数计算文化旅游服务价值；依据部门统计中的水力发电量和电价得到水电蓄能价值；结合北京市土地基准地价以及农业生态系统的影响范围核算景观增值价值。

（三）生态与环境价值

农业生态与环境价值以统计数据、部门数据和研究机构数据为基础，利用生态学、经济学等领域已有的相关研究成果，结合统计遥感测量，采用被专家普遍认可和使用的方法将无形的、无市场价值的农业生态与环境价值转化为有形的、可计算的价值。具体测算方法主要包括市场价格法、替代工程法、影子价格法、机会成本法和支付意愿法等。

五、都市型现代农业生态服务价值监测结果

据测算，2010年北京都市型现代农业生态服务价值贴现价值为8753.63亿元，比上年增长1.8%；年产出价值为3066.36亿元，比上年增长3.1%。

北京都市型现代农业生态服务价值年值构成中，直接经济价值为348.83亿元，占总价值的11.4%，比上年增长4.1%。

间接经济价值为1002.75亿元，占总价值的32.7%，比上年增长7.2%。

生态与环境价值为1714.78亿元，占总价值的55.9%，比上年增长0.6%。

2010年，北京都市型现代农业生态服务价值年值比上年增长3.1个百分点。其中，直接经济价值、间接经济价值、生态与环境价值分别拉动总价值增长0.5个、2.3个和0.3个百分点。

12项二级指标中，生物多样性价值、景观增值价值、气候调节价值和文化旅游服务价值分别占都市型现代农业生态服务价值年值的20.7%、18.5%、18.4%和14.1%，分别比上年增长0.4个、2.6个、1.2个和13.9个百分点。

除水电蓄能价值和环境净化价值比上年略有下降外，其余10项指标均呈增长趋势。2010年北京市旅游总收入同比增长13.3%，带动文化旅游服务价值比上年增长13.9%，增长量占总增长量的58%，拉动总价值增长1.8个百分点。景观增值价值、农林牧渔业总产值和气候调节价值增量分别占总增长量的15.9％、14.3％和7.1％，分别拉动总价值量增长0.5个、0.4个和0.2个百分点。

参考文献

生态系统的直接价值例2

2　生态系统服务的定义与分类

2.1　生态系统服务的定义

生态系统服务是20世纪90年代以来生态学界广泛使用的一个重要概念。目前，学术界广泛引用的生态系统服务的定义主要有3个：

(1)生态系统服务是自然生态系统及其组成物种得以维持和满足人类生存的条件与过程。它们能够维持生物多样性和各种生态系统产品(比如海产品、草料、木材、生物燃料、天然纤维，以及许多医药和工业产品及其生产原料)的生产[3]。

(2)生态系统产品(比如食物)与服务(比如同化废弃物)是指人类直接或者间接地从生态系统功能当中获得的各种收益[4]。

(3)生态系统服务是指人类从生态系统获得的各种收益[5]。它们包括生态系统在提供食物和水等方面的供给服务，在调控洪水和疾病等方面的调节服务，在提供精神、消遣和文化收益等方面的文化服务，以及在养分循环等方面维持地球生命条件的支持服务。在这3个定义的基础上，许多学者结合各自的研究又提出了一些不同的定义。

从生态系统管理的角度，Wallace基本认同千年生态系统评估(简称MA)提出的定义，但在具体理解上却存在一定的分歧。作为人类从生态系统获得的收益，Wallace认为生态系统服务是生态系统管理设定的目标和预期取得的成果，应当根据生态系统的结构与组分定义生态系统服务[6]。Wallace定义的生态系统服务主要包括食物、水、木材，以及文化价值等人类直接消费的生态资源。他强调生态系统过程不是生态系统服务，而是生态系统服务的生产方式，生态系统管理正是通过对生态系统过程的干预来获得预期的生态系统服务。对比可知，MA定义的调节水资源和调节气候等调节服务以及光合作用和土壤形成等支持服务，大多不属于Wallace定义的生态系统服务的范畴。

从构建环境核算与绩效体系并且最终建立绿色GDP的角度，Boyd等认为生态系统服务是核算人类从自然界获得的收益的合适单位，但是“生态系统服务”的外延过于宽泛，因而提出了“终端生态系统服务(final ecosystem services)”，并把它定义为“人类为创造福祉而直接使用或者消费的自然组分”，“终端”的含义是指生态系统的最终贡献[7,8,9]。他们强调终端生态系统服务是指人类直接使用或者消费的自然界的最终产品，主要包括2层含义：

(1)生态系统服务是生态系统的最终产品，不包括大量的中间组分与过程，这一点与Wallace的观点相似。

(2)生态系统服务是生态产品，不包含劳动力和其他非生态要素，因此它又不同于人们通常消费的经济产品。另外，和Costanza、MA以及Wallace的观点不同，Boyd等认为生态系统服务不是收益，它们只是收益的生产要素。

从制定决策的角度，Fisher等认同Boyd等提出的生态系统服务应当是生态事物的观点，但不同的是他们认为不管是生态系统的组成要素还是生态系统过程，不管是直接的还是间接的，只要是创造人类福祉所使用的，生态系统的各个方面都可称为生态系统服务，即生态系统服务是人类为创造福祉而直接或者间接使用的生态系统的各个方面[10,11]。

综上可知，生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。根据不同的角度，有的学者认为它是收益，有的学者认为它不是收益；有的学者认为它包括生态系统过程，有的学者认为它不包括生态系统过程。需要说明的是，如果把生态系统服务定义的比较“严格”，就可能忽视或者漏掉对于人类的长远福祉更加重要的关键的生态系统过程，而如果定义的比较“宽泛”，就可能增加操作的难度。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。

2.2　生态系统服务的分类

和定义生态系统服务的情况相似，生态系统服务的分类也存在多种不同的形式。目前，比较有代表性的分类包括：

(1)De Groot等从生态系统功能的角度提出的生态系统服务分类。他们把生态系统功能定义为“生态系统的自然组分与过程提供可以直接或者间接地满足人类需求的产品与服务的能力”，并把生态系统功能分为4大类和23项具体的功能，进而划分了和每项功能相对应的生态系统服务[12]。

(2)MA的分类。MA是把生态系统服务划分为4个一级类别，30个二级类别和37个三级类别，它是主要根据生态系统功能但同时也考虑了人文收益等因素，具有综合分类的特点[1]。

(3)谢高地等根据我国民众和决策者对生态服务的理解状况提出的生态系统服务分类。他们是将生态服务划分为供给服务、调节服务、支持服务和社会服务4个一级类别，初级产品提供、淡水供给等14个二级类别，以及食物生产、原材料生产等32个三级类别[13]。

(4)Wallace的分类。他是根据和特定的人文价值相对应的各种需求进行划分的，也就是基于人文价值的生态系统服务分类。它属于人类中心主义的范畴，因此没有考虑生态系统及其服务的内在价值。需要说明的是，这一分类中与社会文化价值有关的生态系统服务实际上是从MA的分类中借用过来的，它们的组织与安排尚需进一步探讨[6]。

(5)张彪等提出的基于人类需求的生态系统服务分类：他们是首先把人类需求分为物质需求、安全需求和精神需求3个层次，然后划分了和这3个层次的需求相对应的3类和12项服务[14]。此外，Boyd等根据人类从生态系统获得的收益(通常包括消遣、美学享受、商业型和自给型的收获品、危害规避、人类健康，以及对生物多样性的享用等)提出了一个示例性的分类，他们是分别划分了与各种收益相对应的终端生态系统服务[8,9]。受篇幅限制，本文仅给出MA的分类作为示例(见表1)。

关于生态系统服务的分类，作者认同Fisher等的观点，即生态系统服务分类应依据生态系统与生态系统服务的特征以及研究目的而定，因此不会存在适用于多种情境的普适性生态系统服务分类[11,15]。每一种分类都包含特定的动机并有特定的适用情境，比如De Groot等的分类紧密结合生态系统功能，适用于生态系统服务方面的机理研究；MA的分类和谢高地等的分类具有综合性，易于理解和接受，因此更加适用于生态系统服务方面的教育和传播知识。

3　生态系统服务的重要特征

目前，人们已经认识到关乎人类福祉是生态系统服务的核心特征。但除此之外，生态系统服务还具有一些生态与经济方面的重要特征。

(1)复杂性。生态系统是具有反馈、时滞与嵌套特征的复杂系统。对于生态系统与生态系统服务的动态变化，人类的认知尚处于初级阶段[16]。首先，对于有些生态系统服务，目前还不能直接测定，而是使用一些指标[11]。比如，对于森林提供的碳蓄积服务，还不能直接测定蓄积的碳的数量，而是一般使用森林面积来代替。由于森林类型、林龄以及结构的差异对碳蓄积过程具有显著影响，从而使得仅由森林面积得出的碳蓄积服务不够精确。第二，受随机因素、内在和外在因素的影响，生态系统服务的存量或者流量具有变异性[5]。生态系统与生态系统服务的变异性，在一定范围内是可以预测的，但是一旦超过某一临界阈就会变得难以预测。比如20世纪90年代早期，加拿大纽芬兰渔场的鳕鱼资源由于过度捕捞突然枯竭，从而导致开发经营了数百年的渔场被迫关闭[1]。临界阈现象是生态学界研究的重要问题，但由于其复杂性这方面的进展似乎并不顺利。抵抗力和恢复力是目前研究生态系统服务的变异性的2个常用指标，前者是指生态系统服务的生产与供给在发生不可逆转的变化之前，对干扰的最大承受能力；后者是指在干扰去除之后，生态系统服务的生产与供给恢复到干扰之前的水平所需要的时间。第三，生态系统服务一般具有不确定性[17,18]，比如河流上游生态系统对下游的洪水调节，这类服务与洪水的发生与否、级别大小以及受益人群的社会经济状况具有很大关系。再如，海滨湿地的防护服务与风暴的发生概率以及海滨地区的人口与经济社会状况有关。

(2)尺度特征。生态系统服务的尺度是指生态系统服务在空间与时间上所涉及的范围。一方面，生态系统服务来源于不同的空间与时间尺度上的生态过程或者生态系统。Costanza指出，根据生态系统服务的空间特征可以把文献。因此，尺度分析对于揭示生态系统管理中不同利益方的利益所在，进而制订各利益方都能接受的管理方案至关重要。

(3)公私物品特征。在经济学中，竞争性和排他性是描述公私物品特征的2个重要指标。所谓竞争性是指一方对生态系统服务的使用或者消费会降低或者减少另一方的使用或者消费；而排他性则是指一方可以排斥另一方对生态系统服务的使用或者消费，比如一家在自己田地里种植的作物，另一家未经允许就不能收割。Fisher等指出，根据竞争性和排他性可以把生态系统服务划分为4大类[11]：第一类是私有物品，比如粮食和木材等，它们的使用或消费具有竞争性和排他性；第二类是公共物品，比如净化空气和调节气候等，它们的使用或者消费不具有竞争性和排他性；第三类是公共资源，比如公海的鱼类等，它们的使用或者消费虽然具有竞争性但却不具有排他性；第四类是俱乐部产品，比如申请了专利的生物信息产品，它们的使用或者消费虽然不具有竞争性但却具有排他性。

事实上，一般物品都是不同程度的公私混合物品，生态系统服务也不例外，而且公私性质会随生态系统与社会系统以及它们之间的相互作用的变化而变化。比如一般情况下公海的鱼类资源是不具有排他性的，但是，可以想象在有些情况下国际社会也可能会通过制度与技术壁垒排除某些利益方对公海鱼类的捕捞。另外，有些生态系统服务在低水平的使用阶段可能不具有竞争性，但是当使用水平达到一定的程度之后也可能会出现竞争，比如在低水平的捕捞阶段或者可持续的捕捞阶段，沿海的鱼类资源是不具有竞争性的，但是，当过度捕捞导致鱼类资源大量减少时就会出现竞争[11]。再如，农业生产上的灌溉用水，在水资源充裕的情况下是不具有竞争性的，但是在水资源短缺的情况下也会出现竞争。在生态系统管理中，通过市场机制和权属制度已经对属于私有物品的生态系统服务取得了较好的管理效果。但是，对于属于公共物品、公共资源和俱乐部产品的生态系统服务来说，目前却尚未得到有效的管理，从而导致了对许多生态系统服务的过度消费以及不合理的开发或者破坏。

(4)收益依赖性。从构建绿色GDP的角度，以及从制定决策的角度，Boyd等对“服务”和“收益”这2个术语的含义作了严格区分[7,8,9]。他们认为生态系统服务仅是收益的生产要素，服务不等于收益；除了生态系统服务之外，人类获得的收益往往还包含劳动力、技术和资金等其他资本的投入。比如，人们通常认为“消遣”是一类生态系统服务，但实际上“消遣”是一种收益而不是服务 ，因为在消遣当中除了生态系统提供的美景与生物多样性等生态系统服务之外，还需要一定的技术与资金等方面的投入，而且消遣的效果与技术和资金等方面的投入关系很大。虽然从这个角度来说，不能把“服务”等同于“收益”，但是生态系统服务的界定却对收益具有直接的依赖性，也就是说生态系统的组分、结构与过程究竟是不是生态系统服务，这要以人类得到的具体收益而定。比如某一偏远的湿地生态系统提供的洁净水，如果没有人使用就不是生态系统服务，但如果有人抽取这些洁净水用于灌溉或者饮用，那么就是生态系统服务，而且抽取的灌溉水或者饮用水就是受益者从中获得的收益。另外，Fisher等还把生态系统服务划分为直接服务和间接服务2类。比如对于一个湿地生态系统来说，人们可以从中得到洁净的饮用水，在这一收益当中，生态系统的养分循环属于间接的生态系统服务，而生态系统提供的水源则属于直接的生态系统服务。

自然界中，同一生态系统往往可以为不同的利益方提供多种不同的生态系统服务。比如上面提到的荷兰的De Wieden湿地，既可以为当地居民提供芦苇，同时还可以为自然保育者提供珍稀的鸟类。因此，在生态系统服务的价值核算中，认真地分析生态系统服务的收益依赖性至关重要。

4　生态系统服务的供给、需求与消费

生态系统服务的供给、需求与消费是联系生态系统与人类福祉的3个不可或缺的重要环节。生态系统服务是由生态系统生产的，它的供给主要取决于生态系统的空间范围、结构与机能，而且往往受到人类活动的不同程度的影响，尤其是人工生态系统更是如此[13,20]。生态系统服务是人类福祉的源泉，生态系统服务的需求就是人类为了创造福祉而对生态系统服务的要求。生态系统服务的消费是指人类生产与生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，它容易受到多种因素的复杂影响，比如生态系统服务的供给、价格、收入、偏好、替代品以及人类的需求等，而且由于种种原因通常具有过度利用与滥用、利用不足，以及无偿利用等特点[13,21]。

谢高地等根据计量经济学理论和生态服务研究积累的理论成果，提出以生态服务生产函数、生态服务成本函数作为生态服务生产的主要理论基础和分析方法，以生态服务消费函数和生态服务效用函数作为生态服务消费的主要理论基础和分析方法[13]。这一构想为今后研究生态系统服务的供给与消费指明了方向，但是它的实现也面临着许多挑战。关于生态系统服务的生产函数，生态学界已经开展了大量的工作并已取得了一定的成果。它们通常是以生物因素、自然因素、地质因素以及土地利用等人文因素作为输入变量来模拟生态过程，比如土壤侵蚀模型和生产力模型等。但是，生态生产函数的模拟结果只是生态过程或者生态产品，而不一定是生态系统服务，生态系统服务是人们需求与消费的生态过程或者生态产品，这一点通常被人们所忽视。因此，在生态生产函数的基础上，还应当分析生态系统服务的需求与消费状况，比如生态系统服务的需求与消费人群，他们的地理分布与社会经济状况等。

生态系统服务的供给、需求与消费事关生态保育和社会公平等重大问题。在生态保育方面，当地居民通常偏向于消费或销售从自然生态系统获得的各种产品，从而获得直接的短期收益；而国家或者国际上的利益方则偏向于保护自然生态系统提供的间接的环境服务[19]。在社会公平方面，通常情况下是采取生态系统与生物多样性保育的部分国家和地区，在以高昂的局地成本提供重要的环境服务，而有些国家和地区在这方面付出的局地成本相对较低，但是，他们却也同样享受主要由其他国家和地区实施的保育政策所产生的环境收益[22]，这是有违公平原则的。案例研究表明，由于生态系统服务的测算与评价成本较高，仅依靠市场途径难以实现生态系统服务的有效配置，为了保护公众的利益，许多情况下还必须依靠精心设计的政府干预措施[7]。因此，为了实现生态保育和社会公平的双重目标，应当结合前面介绍的生态系统服务的重要特征，对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，了解生态系统服务在社会不同群体中的分布及变化，从而为生态系统管理提供系统全面的科学依据。

美国斯坦福大学的“自然资产”研究项目开发的“InVEST”模型在综合研究生态系统服务的供给、需求与消费方面已经做出了开创性的工作[20]。目前，“InVEST”模型已经具有了模拟木材生产、非木材森林产品的生产、水电与灌溉水源等生态系统服务的供给、需求与消费的能力，同时研究人员仍在开发模拟其他生态系统服务的模块。但是，它的应用在许多地区面临着数据缺失与质量问题，因为不同生态系统服务的空间尺度差别较大，比如昆虫的授粉服务大约为方圆1.5km的范围，对空间数据的精度要求较高，而森林的碳蓄积服务则为全球性的，对空间数据的精度要求较低[20]。因此，要想对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，除了基础理论与分析方法之外，基础数据资料库的创建也是一项急迫的任务[22]。

5　生态系统服务的价值与评估

价值是指某事或某物对使用者设定的目的、目标或者条件的贡献[5]。不同的学科、哲学观点和思想学派对生态系统服务的价值的认识各不相同[24]。目前，人们提出的生态系统服务的价值一般包括效用价值和非效用价值2类[5,24]。

5.1　生态系统服务的效用价值与评估

效用价值是根据价值的效用理论提出的，它是建立在人的需求与偏好的基础之上的。根据效用理论，生态系统服务之所以具有价值是因为人们可以从生态系统服务的实际利用与潜在利用中直接或者间接地获得一定的效用，从而满足不同方面的需求与偏好。生态系统服务的效用价值包括使用价值和非使用价值2类，使用价值又分为直接使用价值、间接使用价值和选择价值。直接使用价值是人们为了满足消耗性目的(比如对食物、薪柴的利用)或者非消耗性目的(比如对美景的欣赏)而直接使用的生态系统服务所具有的价值；间接使用价值是指为满足人类直接需求的生态系统服务的生产提供条件的那些生态系统服务所具有的价值，比如土壤形成和光合作用等；选择价值是指为了本人、他人或者后代在未来能够选择利用某些服务而对其采取保护的价值，有时也叫做遗产价值。非使用价值通常也叫做存在价值，它不涉及对生态系统服务的直接的或者间 接的使用，而是指单纯从某些生态系统服务的存在中获得的满足。比如有人从来没有亲眼见到过北极熊，而且今后也从未打算要去参观北极熊，但是他(或者她)仍然能够从得知北极熊的确实存在中获得满足，这就是他(或者她)赋予北极熊的存在价值[24]。

关于效用价值的评估，一般是根据经济学中的支付意愿对生态系统服务的效用进行评估。目前，学术界已经提出了揭示对生态系统服务的支付意愿的许多经济价值评估方法，但每一种方法都有其优点和缺点[24-30]，应当根据具体情况选择使用。需要强调的是，各人从生态系统服务获得的效用取决于他(或者她)的需求与偏好，效用价值与个人需求关系极大。目前，在计算社会获得的效用时一般是按照等权重原则将社会中每个人获得的效用进行合计，对于评价民众并不熟悉的生态系统服务来说，这一做法已经引起了部分学者的质疑。但是，除了等权重之外究竟应当如何确定社会中不同成员的效用权重着实也是一个非常困难的问题[24]。

目前，生态系统服务的效用价值评估仍然存在一些薄弱环节。比如已经开展的评估大多是对特定生态系统服务的总价值的评估，而对边际价值的评估较少[24,25]。事实上，对于有些生态系统服务的管理来说，边际价值的意义或许比总价值更加重要，比如作为濒危物种的栖息地，自然保护区的边际价值的变化对于确定保护区的范围大小至关重要。此外，以往对特定生态系统提供的一系列相互依赖的生态系统服务的全面评估，以及针对特定生态系统在不同的管理体制下所提供的生态系统服务的价值变化所开展的评估相对较少，但恰恰正是这些类型的评估才能为局地、国家以及全球层次上的决策者提供权衡利弊的相关信息[22]。因此，今后应当加强以上这些方面的生态系统服务的效用价值评估。

5.2　生态系统服务的非效用价值与评估

生态系统服务的非效用价值主要包括生态价值、社会文化价值和内在价值[5]。生态价值来源于生态系统内部不同组分之间的因果关系，它是某一物种或组分在维持其他物种或整个生态系统的生存方面所具有的价值。也就是说，生态系统的组分、结构与过程作为生态系统服务不仅可以满足人类的需求与偏好，而且在维持自然界的生命支持过程中也具有不同的作用。比如植被在控制侵蚀方面的作用，微生物对废弃物的分解在养分循环方面的作用。在生态破坏日益严重的形势下，保护区的选取以及生态系统服务可持续利用的最低安全标准的确定，都需要生态价值方面的有关信息[5,17,19]。生态系统服务的生态价值主要是通过生态学上的有关指标进行评估，比如物种多样性、生态系统的完整度，以及表征生态系统健康状况的指标等。

生态系统服务的社会文化价值是指许多人根据不同的世界观或者伦理、宗教、文化和哲学方面的自然观与社会观，把他们生活和依存的生态系统作为其社会文化认同的重要组成部分，从而认为这些生态系统及其服务具有不同的社会文化价值[5,25]。比如，作为华夏文明的摇篮，中原地区的黄河流域承载着厚重的炎黄文化。社会文化价值的评估一般是通过审议式的或者“群组”式的意愿调查价值评估程序，把相关利益方的民众或者代表召集在一起，根据经济价值评估的原则对生态系统服务的社会文化价值进行审议和评估[5]。但是，由于涉及对社会文化的认同，因此一般的效用方法并不能估算出真实的社会文化价值。

生态系统服务的内在价值是生物中心论者提出的独立于人类需求之外的价值，是生态系统服务本身内在固有的、不因外在于它的其他相关事物而存在或改变的价值，它是建立在许多文化世界观和宗教世界观的基础之上的[5]。比如在美国一些印第安人的文化世界观中，他们认为动物和植物以及自然界的其他事物都具有亲缘关系，来源于共同的母亲(大地)和父亲(天空)，因此它们和人类一样具有内在价值。对于生态系统服务的内在价值来说，虽然不能采用经济价值评估方法，但是可以根据社区、国家或者国际层次上的有关法规以及宗教的教规对违反者的有关处罚或者制裁进行评估。比如根据野生动物保护法对非法猎杀野生动物的处罚与制裁的严厉程度，可以作为不同级别的野生动物的存在价值的评价依据。

综上可知，生态系统服务具有效用价值和非效用价值方面的多重价值属性。在生态系统服务的管理决策中，效用价值和非效用价值具有相互补充与制衡的作用，比如对自然生态系统的开发利用不仅要考虑效用价值方面的成本与收益是否合算，而且还要考虑是否违反物种与生态系统的生态价值、社会文化价值和内在价值方面的有关法规。因此，生态系统系统服务的价值评估应当构建和使用多准则的综合价值评估体系。

6　结论

综上所述，本文主要得出以下几点结论：

(1)生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。

生态系统的直接价值例3

河流是流域生态系统的重要组成部分，对河流生态系统服务功能的定量评估，有助于全面认识河流的价值，并且为合理利用水资源和科学管理整个流域提供决策依据。大汶河位于黄河下游右岸，山东省中部的泰山南麓，是黄河下游的最大支流，其服务功能和开发利用的状况将直接影响沿岸居民的生产、生活，对其功能进行评估有利于保护河流生态系统结构与功能的完整、科学合理地评估人类活动对河流生态系统的影响，使大汶河更好地为地方经济发展和区域生态环境服务。文章在借鉴国内外相关研究成果的基础上，结合基础数据资料的可获得性，对大汶河河流生态系统部分服务功能的经济价值进行定量评估，并得出相应结论，以期为开展河流生态系统服务功能价值评估研究的同行学者提供参考。 1研究区域与数据来源 1.1研究区域概况 大汶河又名汶水，简称汶河，是山东省名川之一，黄河下游的最大支流。大汶河主流起源于淄博市沂源县松固山南麓的沙崖子村，汇集泰山山脉以南、蒙山山脉以北诸水，由东向西流经莱芜、泰安、济宁的8个县（市、区），在东平县马口入东平湖，再由东平湖清河门出湖闸入黄河，主要支流有嬴汶、石汶、泮汶、柴汶、漕河和汇河。大汶河源头至入湖口全长208km，自然落差362m，总流域面积8536.5km2，其中，在泰安市境内流域面积6093.2km2。大汶河流域内包括淄博市、莱芜市、泰安市、济宁市、济南市等5个地级市，主要流域在泰安市。 1.2数据来源 利用《大汶河志》和相关地方部门（如旅游局、环保局、国土资源局、水利渔业局和河道管理局等）及中国价格信息网、中国水网和国家统计局的调查统计资料，收集大汶河流域水供给、水力发电、内陆航运、水产品生产、旅游等各类统计数据，对研究河段2010年的河流服务功能进行评估。 2河流生态系统服务功能类型划分 生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1]。它不仅包括各类生态系统为人类所提供的食物、医药及其他工农业生产的原料，更重要的是支撑与维持了地球的生命支持系统，维持生命物质的生物地化循环与水文循环，维持生物物种与遗传多样性，净化环境，维持大气化学的平衡与稳定[2]。对于不同类型的生态系统，生态系统服务功能具有不同的表现形式，对于生态系统服务的分类是评估或计算生态系统服务功能的基础[3]。 20世纪70年代以来，生态系统服务功能开始成为一个科学术语及生态学与生态经济学研究的分支。1977年，Westman提出了“自然的服务”概念及其价值评估问题，Costanza等人的研究将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿，并取得了显著进展。Costanza综合了国际上已经出版的用各种不同方法对生态系统服务价值的评估研究结果，将全球生物圈分为16个生态系统类型，并将生态系统服务分为17种类型，在世界上最先开展了对全球生物圈生态系统服务价值的估算，这是目前最有影响的对生态系统服务价值的研究结果。20世纪90年代末，国外有关生态系统服务的概念、生态效益的价值理论及评估方法等开始被引入国内[4]。一些学者参照Costanza等人的研究基础与方法对水生态系统的功能与效益进行了分析与评估[2，5]。文章参考借鉴国内外水生态系统服务功能的分类方法，根据水生态系统提供服务的特点，将河流生态系统服务功能划分为具有直接使用价值的产品生产功能和具有间接使用价值的生命支持系统功能两大类，其中，直接使用价值又包括直接实物价值和直接服务价值，具体包括水供给、水产品生产、水力发电、内陆航运、休闲娱乐、调蓄洪水、贮水、气候调节、河流输沙、净化环境、碳固定、提供生境等12项功能。 3大汶河河流生态系统服务功能价值评估 根据所研究河段的特点并且考虑数据的可获得性以及技术原因等，同时参考已有研究[6-9]，文章仅对水供给、水产品生产、水力发电、休闲娱乐、调蓄洪水、贮水、河流输沙、净化环境、提供生境等9项功能进行评估。 3.1直接使用价值 1）水供给功能价值。水源地的水资源是全流域重要的淡水供给源，为全流域提供生活用水、农业灌溉用水和工业用水以及绿化用水等。河流水供给功能的评估可以利用市场价值法，其计算公式为ni=1ΣQi•Pi（i=1，2，3，...，n）式中，V1为水供给功能价值Qi为第i种用途的水量，Pi为第i种用途水的市场价格。大汶河流域的水资源主要用于农业灌溉和水力发电这两个用途。根据《大汶河志》，全流域水库拦蓄和引河扬水站提引水量共8.22亿m3，水电站正常年份发电量为140万度，农业灌溉的水费为0.356元/m3[10]，根据山东省物价局、水利厅批复的水费价格，水力发电的水费为0.03元/度。由此计算可得，水供给功能价值为29267.40万元。 2）水产品生产功能价值。运用市场价值法计算水产品生产的经济价值，具体计算公式如下：V2=I2式中，V2为水产品生产功能价值，I2为水产业产值。研究河段的水产品生产主要是以大汶河为主要水源的东平湖水产养殖。根据东平县政府办公室提供的资料，2010年东平湖水产业产值为86400.00万元。 3）水力发电功能价值。河流的落差形成了丰富的势能，水力发电是该能量的有效转换形式。发电价值用市场价值法计算，计算公式为：V3=Qa•Pa式中，V3为水力发电价值，Qa为电站的年发电量，Pa为单位电的市场价格。根据《大汶河志》，大汶河流域内水电站主要是水库水电站和河道水电站两部分。水电站正常年份发电量为140万度，单位电的价格按居民用电电价0.55元/度计算[11]，由此可得，大汶河水力发电功能价值为77.00万元。 4）休闲娱乐功能价值。运用市场价值法计算休闲娱乐的经济价值，具体计算公式如下：V4=I4式中，V4为休闲文化功能的经济价值，I4为流域已建水利风景区旅游直接获得的收入。研究河段的旅游价值主要体现在以河流为依托的东平湖景区。根据东平旅游局统计，2010年东平湖景区旅游年纯收入12700.00万元。#p#分页标题#e# 3.2间接使用价值 1）调蓄洪水功能价值。调蓄洪水功能包括两个方面：一方面，指河流湿地具有巨大的渗透能力和蓄水能力。由于湿地植物吸收、渗透降水，致使降水进入江河的时间滞后，入河水量减少，从而减少了洪水径流量，达到削减洪峰的目的。另一方面，在河流上兴建的水库也起到调节洪水、减少灾害的作用。运用机会成本法计算调蓄洪水的经济价值，具体计算公式如下：V5=S5式中，V5为调蓄洪水功能的价值，S5为可避免的经济损失。根据《大汶河志》，若出现标准洪水，受灾面积将达1307.1km2，受灾人口达171.26万人，经济损失可达33.27亿元。因此，大汶河调蓄洪水功能价值为332700.00万元。 2）贮水功能价值。河流除了为人类提供可用的水以外，还是一个天然的容器，起到存贮水源、补充和调节周围湿地径流及地下水水量的作用。这种功能类似于天然的湖泊，但是它的跨度和可供给范围远远大于湖泊，并减少了许多水库等贮水工程和引水工程的建设。贮水功能价值利用替代工程法进行计算，计算公式为：V6=Qb•Pb其中，V6为贮水价值，Qb为河段潜在的贮水量，Pb为这种潜在水量的获得成本（单位蓄水量的库容成本）。根据河流的特点，对供水功能的利用只是其服务功能的一部分，因此，应在保证其他功能正常的情况下进行评估。由国际大坝组织的生态用水不低于水资源总量的30%的理论可知，贮水量为多年平均河流年径流量的70%[6]。大汶河年均径流量为18.83亿m3，取其70%，则贮水量为13.18亿m3。单位贮水价值，取每建设一单位库容需投入的成本0.67元[12]。根据国家统计局的统计数据计算可知[13]，2010年比1999年居民消费价格总水平上涨22%，由此推算，取单位蓄水量的库容成本0.82元，大汶河贮水功能价值为108076.00万元。 3）河流输沙功能价值。河流输沙是指河水运移泥沙、冲刷河床上的淤积物、疏通河道的作用。河流的输沙为河道进一步泄洪、排水提供了条件。采用替代成本法对其价值进行计量，输沙功能的价值计算公式为：V7=Qc•L式中，V7为河流输沙价值，Qc为河流年均输沙量，L为人工清理河道成本费用。据临汶水文站观测，大汶河年均流量39.2m3/s，年均输沙量196万t。采用替代成本法对其价值进行计量，人工清理河道成本费用3.1元/t[2]。同样，使用居民消费价格指数进行调整，可得大汶河人工清理河道费用为3.8元/t，则其河流输沙功能价值为744.80万元。 4）净化环境功能价值。河流生态系统能够通过稀释、吸附、过滤、扩散、氧化还原等一系列物理和生物化学反应来净化由径流带入河流的污染物，起到净化水质的作用。净化功能的价值公式为：V8=Qw•Pw式中，V8为净化功能价值，Qw表示净化能力下降而减少的污水处理量，Pw为污水处理厂处理单位成本的价格。根据泰安市环保局统计年报，2010年注入大汶河流域工业废水排放量3987.30万t，生活废水排放量9586.17万t。污水处理费标准为，工业污水处理费0.8元/m3，居民生活污水处理费0.7元/m3[14]，据此可计算大汶河水质净化功能价值为9900.16万元。 5）提供生境功能价值。各种水体与湿地是地球上最重要的野生生物的栖息地或避难所。提供生境功能的价值公式为：V9=Ma•Sa式中，V9为提供生境功能价值，Ma为单位面积土地的效益价值，Sa为提供生境的面积。根据Costanza等人的研究成果，沼泽或泛滥平原提供栖息地或避难所这一服务功能的年生态效益为439美元/hm2[15]，根据世界银行的统计数据计算可知，2010年比1997年美国消费物价指数上涨了31.08%[16]，由此得知，提供生境的年生态效益为575美元/hm2，折合人民币3892.98元/hm2（以100美元兑换人民币677.04元计算），根据《大汶河志》，大汶河水域4782.19hm2，可得出河段提供生境价值为1861.70万元。 4结论 研究结果表明，2010年大汶河河流生态系统服务功能直接使用价值为128444.40万元，间接使用价值为453282.66万元，间接使用价值是直接使用价值的3.5倍，总价值为581727.06万元，相当于2010年泰安市国内生产总值的2.91%。在对大汶河河流生态系统服务功能价值评估中，调蓄洪水功能的经济价值最大，占总经济价值的57.19%，水力发电功能的经济价值最小，只占总经济价值的0.01%（见表1）。各项服务功能价值量由高到低排序为调蓄洪水、贮水、水产品生产、水供给、休闲娱乐、净化环境、提供生境、河流输沙、水力发电，这说明大汶河河流生态系统在调节洪水、减少和防御洪涝灾害、保护社会和经济发展等方面具有极其重要的作用。 另外，由于数据的不可获得性及方法不成熟等原因，这里对于气候调节、碳固定等功能未作评估，导致评估结果可能偏小，在应用本研究的结果时应予以考虑。对河流生态系统服务功能进行评估的最终目的，是预测河流生态系统发生某种改变时，它为人类提供的各种服务功能将会发生怎样的变化，从而为河流的开发和利用政策的制定提供科学依据[17]。因此，对大汶河河流生态系统服务功能的评估将为大汶河的开发利用及其管理提供参考和比较的依据，为实现河流可持续利用提供科学保证。

生态系统的直接价值例4

关键词：

生态系统服务；价值；InVEST模型；浙南山区；泰顺县

生态系统服务是指生态系统提供给人类直接或间接的利益，主要包括向社会经济系统输入有用物质和能量、接受和转化来自社会经济系统的废弃物，以及直接向人类社会成员提供服务[1]。生态系统服务价值评估与自然资产核算是目前生态经济学和环境经济学的研究热点和焦点。为了对这些价值进行客观、科学的评估，国内外基于各种时空尺度的生态系统服务价值评估进行了大量的案例研究和理论探索[2～4]。初步建立了生态系统服务价值评估理论框架，探索了不同生态系统、不同服务类型的评估方法[5～8]。生态系统服务与权衡综合评价（integratedvaluationofecosystemservicesandtradeoffs，InVEST）模型是生态系统服务价值评估常用的工具，该模型运行较简单，并且已取得了良好的模拟效果[9～10]。生态系统服务重要性评价是针对区域典型生态系统，分析生态系统服务的区域分异规律，并明确生态系统服务的重要区域，目前对生态服务功能重要性评价的方法基本是按照环境保护部《生态功能区划暂行规程》，即对生物多样性保护、水源涵养、土壤保持、沙漠化控制、营养物质保持、海岸带防护功能6个方面进行评价，该评估在省级、流域、全国甚至全球尺度上可行，但在小尺度上就略显简单。

浙江省南部山区属于全国重要生态功能区划中的浙闽赣交界山地生物多样性保护重要区，是我国生物多样性重点保护区域，同时也是重要的水源涵养区。如何加强该区域生态系统的科学管理，确定生态保护关键区以及针对不同区域制定相关生态保护和建设政策，均需进一步明确其生态系统服务价值极其空间分布。本研究选择泰顺县作为研究区域，通过构建生态系统服务价值评估指标体系，确定评估方法，定量评估各类生态系统服务价值，并进一步分析生态系统服务重要性，以期为权衡生态保护与发展之间的关系、建立合理的生态补偿机制提供重要基础数据，亦有助于将价值评估结果纳入自然资源可持续利用、生态环境保护和政绩考核体系。

1研究区概况

泰顺县土地总面积1762km2，属亚热带海洋季风型气候，年均气温16.1℃，年均降水量2008.8mm，年平均蒸发量1148.6mm。境内沟谷纵横，有大小溪流数百条，分属飞云江、交溪、沙埕港、鳌江四大水系。森林资源丰富，全县森林覆盖率为75.6%，有常绿阔叶林、落叶阔叶林、针阔混交林、竹林、山地灌丛等5个群落类型。除乌岩岭自然保护区内保护较完整的13.4km2原始森林外，其余基本都是次生林。土壤类型以红壤、黄壤、紫色土和水稻土为主。全县中度以上土壤侵蚀所占比例为25.09%，平均土壤侵蚀模数为1729.96t/(km2•a)，属轻度水利侵蚀，水蚀的主要形式是坡面侵蚀和细沟、小切沟侵蚀，并伴有重力侵蚀和泥石流。

2研究方法

2.1数据来源数据主要包括：①土地利用数据，以遥感影像作为基本信息源，结合2012年1:50000土地利用现状图、30m×30m分辨率的数字高程模型（DEM）以及野外实测的地物光谱数据和社会经济统计数据等资料，通过计算机解译和人工解译相结合的方法获得；②气候数据，来源于中国气象局数据共享中心，包括2012年日平均温度、相对湿度、降水量和日照时数等，降水量的空间分布格局通过ANUSPLIN插值软件[11]将研究区及周边共12个气象站点的降水量观测值进行插值获得；潜在蒸散（ET0）采用联合国粮农组织（FAO）于1998年对Penman-Monteith模型的修订版本[12]计算获得；③土壤数据，通过对1:1000000土壤空间属性数据栅格化获得；④植物养分数据，来自遥感估测以及已有研究成果；⑤NPP（净初级生产力），采用周广胜等[13]的自然植被NPP模型得到；⑥产品供给及其他（如SO2、烟尘、工业粉尘排放量等）统计数据，主要来自《泰顺县统计年鉴2013》和泰顺县环境保护局，该研究以2012年为核算年。

2.2评价指标体系在千年生态系统评估和Haines-Youn等[14～15]生态系统服务分类基础上构建泰顺县生态系统服务价值评价指标体系，主要由产品供给服务、调节服务和文化服务价值3大类17项指标构成（产品供给包括6项，表1包括11项），并采用市场价值法、替代成本法、费用支出法等[16]进行生态系统服务价值的评估。

2.3评价方法

2.3.1产品供给生态系统产品供给价值指环境资源直接满足人们生产和消费所需的价值。

2.3.2固碳释氧植物每生产1t干物质可以吸收1.63tCO2（CO2分子量中C元素的含量为27.27%），同时释放1.19tO2。生态系统的净化环境功能包括大气环境净化和水环境净化。大气环境净化主要考虑生态系统对SO2的吸收和滞尘功能的价值；水环境净化主要考虑生态系统对COD和氨氮净化功能的价值。用污染排放量分别乘以单位排放量的处理费用，即为生态系统环境净化功能的价值。SO2治理费用和除尘价格根据《森林生态系统服务功能评估规范》确定，生态系统年净化水质价值采用网格法得出的全国城市居民用水平均价格计算，水的净化费用为2.09元/t。

3结果与分析

3.1生态系统直接服务价值生态系统直接服务价值主要是指其产品供给服务所产生的价值。主要包括农业产品、林业产品、畜牧业产品、渔业产品、水资源利用和水电6项。农业产品主要指粮食、油料、药材、茶叶、水果和蔬菜；林业产品主要指油茶籽、笋干、板栗、木材和毛竹；畜牧业产品主要指猪肉、牛肉、羊肉、兔肉、禽肉、禽蛋、蜂蜜和牛奶；渔业产品主要指水产品；水资源利用主要指农业灌溉用水、林牧渔畜用水、工业用水、城镇公共用水、居民生活用水和生态与环境用水；水电是指泰顺县全年135个水电站的总发电量。依据《泰顺县统计年鉴2013》统计得到全县生态系统产品供给总价值为8.11×108元，其中农业产品产量为16.63×104t，总价值为5.67×108元；油茶籽、笋干、板栗产量共计0.36×104t，木材1.90×104m3，毛竹109.37×104根，林业产品总价值为0.43×108元；畜牧业产品产量为0.83×104t，总价值为1.52×108元；渔业产品产量为298t，总价值为429×104元；水资源利用总量为6615×104m3，总价值为3839.88×104元；水电发电量为6.89×108kWh，总价值为0.05×108元。

3.2生态系统间接服务价值及总价值固碳释氧服务价值：由自然植被NPP模型计算得到2012年泰顺县单位面积NPP为710.13g/(m2•a)（以C计），故全县NPP总量为125.12×104t/a，计算得到，2012年生态系统固碳价值为4.19×108元，释氧价值为4.92×108元，固碳释氧总价值为9.11×108元。营养物质保持服务价值：在营养物质保持量的计算中，以各气候带营养元素N、P、K在植物体中的质量分数为依据[20]，结合当地森林资源清查数据来计算泰顺县生态系统的N、P、K含量，分别为0.485%、0.054%、0.27%，计算得到，2012年泰顺县生态系统固氮量为6068.53t，固磷量为675.67t，固钾量为3378.36t，总营养物质保持功能的价值为1.3×108元。水源涵养服务价值：2012年泰顺县年均降水量为2162.75mm，年均潜在蒸散量为690.56mm，生态系统水源涵养量为27.16×108m3，水源涵养功能的经济价值为208.32×108。土壤保持服务价值：由1:1000000中国土壤数据库获取泰顺县不同土壤类型的N、P、K含量。计算得到，泰顺县土壤保持总量为6908.63×104t，保肥总量为88.4×104t，总经济价值为22.98×108元；因土壤保持功能减轻泥沙淤积量为0.12×108m3，经济价值0.94×108元，泰顺县土壤保持功能总价值为23.92×108元。气候调节服务价值：2012年泰顺县森林、草地和城市绿地等植被覆盖面积为1684.21km2，每公顷绿地夏季在周围环境中可吸收81.1×103kJ的热量，全县植被因蒸腾作用吸收的热量为136.59×108kJ，合379.42×104度电。全县水面年蒸发量为0.22×108m3，在气温25℃环境下，1m3水汽化为相同温度的水蒸气需消耗2.43×106kJ的热量，全县水面蒸发消耗的总热量为54.6×1012kJ，折合15.17×109度电。植物蒸腾和水面蒸发产生的经济价值为72.82×108元。环境净化服务价值：2012年泰顺县SO2排放总量为163.73t，烟尘和工业粉尘排放总量为174.69t，生态系统净化空气总经济价值为22.27×104元。全县废水排放总量为52.39×104t，全部直接排入自然界中，其中，COD排放量195.27t，氨氮排放量为1.36t。生态系统净化水质的价值为109.5×104元。文化旅游服务价值：泰顺旅游区面积占全县面积25%，拥有乌岩岭部级自然保护区、飞云湖部级风景名胜区、承天氡泉省级自然保护区、氡泉-九峰省级风景名胜区、三魁天关山省级森林公园、南浦溪市级风景名胜区等旅游区。全县2012年接待国内外游客206×104人次，实现旅游收入10.51×108元，其中接待国内游客205.8×104人次，国内旅游收入10.48×108元；接待入境游客1605人次，国际旅游外汇收入281.21×104元。由表1可见，泰顺县生态系统间接服务价值为325.99×108元，其中，调节服务价值为315.48×108元，文化服务价值为10.51×108元。结合3.1节可知，泰顺县生态系统服务总价值为334.1×108元，具体地，水源涵养价值为208.32×108元，占总价值的62.35%；气候调节价值为72.82×108元，占21.8%；土壤保持价值为23.92×108元，占7.16%。

3.3生态系统服务重要性综合评价根据泰顺县生态系统的结构与功能特点，选择固碳释氧、营养物质保持、水源涵养和土壤保持等服务指标进行生态系统服务重要性综合评价，建立生态系统服务重要性评价指标体系（见表2），采用综合指数法[21～22]对各评价指标分级赋值后进行等权重叠加，并将评价结果分为4级，即极重要、很重要、重要和一般重要。由图1可见，泰顺县生态系统服务重要性表现出明显的空间差异。西北部的黄桥、乌岩岭、杨寮一带生态系统服务重要性最高，该区域为全县的多雨中心，加之乌岩岭自然保护区及其周边原始森林保护较为完整，森林植被覆盖度高，动植物种类十分丰富，是水源涵养和生物多样性保护极重要区，占全县总面积的31.43%；中北部的百丈镇、莜村镇以及南部仕阳镇一带生态系统服务重要性较高，该区域降水较为丰富，蒸散量低，植被覆盖度高，是水源涵养重要区，占全县总面积34.57%；其他区域生态系统服务重要性处于中等，这些区域城镇化水平较低，农村及农用地沿山间盆地及溪谷广泛分布，占全县总面积的20.35%；罗阳镇、泗溪镇、三魁镇、雅阳镇一带生态系统服务重要性最低，该区域地处山间盆地，属全县人口集中分布区，土地利用类型以耕地和建设用地为主，占全县总面积的13.64%。

4讨论

生态系统服务的评价方法主要有两类，一类是物质量评价法，另一类是价值量评价法[23]。本研究分别从物质量和价值量两方面对泰顺县生态系统服务进行评估，物质量评价法主要从物质量的角度对生态系统提供的各项服务进行定量评估，其特点是能够比较客观地反映生态系统的生态过程；价值量评价法是以货币价值量的角度对生态系统提供的服务进行定量评估，其结果易于纳入经济核算体系，可以从另一侧面展示生态系统服务价值，以引起人们高度重视，进而保证持续地利用生态系统服务。本文采用InVEST模型对泰顺县生态系统服务进行定量评估，在此基础上开展的生态系统服务重要性评价能够较为精细地反映生态系统服务的空间差异及其对人类社会的重要性。该研究结果显示，泰顺县生态系统服务以水源涵养、气候调节、土壤保持为主，有着巨大的间接服务价值。生态系统服务极重要区面积为553.84km2，占全市总面积的31.43%，远大于目前县域的林地保护面积。随着泰顺县经济的快速发展，使用林地面积逐步增加，林地保护与利用的矛盾日趋突出，加之水土流失日趋严重，应该大力恢复和发展生态公益林，既能保持水源涵养功能，又有利于保护生物多样性，并积极有效地应对气候变化。

泰顺县2012年全县生态系统服务总价值为334.1×108元，是当年该县GDP的6.40倍，该比值高于国内外大多数生态系统服务价值评估结果。如Costanza等[24]对全球生物圈生态系统服务价值估算结果显示，1994年全球生态系统服务价值约合当年世界GDP的1.82倍；Boumans等[25]利用全球生物圈复合模型（GUMBO）得出，2000年全球生态系统服务的价值约为当年世界GDP的4.5倍；陈仲新等[26]把我国植被类型合并为若干个陆地生态系统类型，并参考Costanza等包含16个生态系统类型的分类系统与17大类生态系统效益的分类方法及经济参数对1994年我国生态系统功能与效益进行了价值估算，结果表明，我国生态系统经济效益为当年GDP的1.73倍；吴珊珊等[27]通过构建海洋生态系统服务分类体系，计算得出2004年渤海海域生态系统服务价值相当于环渤海地区GDP的1.73倍；欧阳志云等[11]提出了生态系统生产总值（GEP）的概念及核算方法，并估算出贵州省2010年生态系统生产总值为当年全省GDP的4.30倍，比较发现，泰顺县生态系统在评价指标不是特别多的情况下，依然有着巨大的服务价值。

生态系统的直接价值例5

生态补偿标准的确定是补偿机制构建的核心和难点。稻田生态环境具有外部效益,需要将其内在化,激励保护主体的积极性,弥补供应不足的问题;同时,稻田面源污染严重,负外部的大量存在和正外部缺乏的双重矛盾和现实问题,要求建立一种生态约束或管制政策,支持和鼓励农民转变生产经营方式,逐渐向环境友好型农业的方向发展。因此,本文从农民降低化肥、农药等化学物质施用量所带来的损失角度,通过直接补贴或提高农产品价格两个角度测算补偿的参考标准(图1)。另一方面,政府对农户进行直接补贴是为了减少其生产决策造成的环境损害,使稻田生态系统的功能得以体现,而这种生态环境效益恰恰成为政府投入的产出。同时,政府还可以通过一些产业扶持和公共建设等途径有效提高农产品的收益(图1)。从图1可以看出,基于当前稻田化学物质施用量较大的现实,首先需要政府对农户进行直接补贴以激励农户减少化肥、农药的施用,以产出较好的生态环境效益;其次,由于当地生态与环境的改善以及化学物质的减量或零施用,通过政府的产业扶持政策以及公共建设,农产品价格及利润得到提高,政府需要进行的直接补贴相应减少,相比生态环境收益,政府的投入开始出现盈余;如此,产生一个良性循环,达到农户与政府的双赢,生态环境效益与社会经济效益的双赢。

2研究方法

中国的哈尼族分布在云南南部哀牢山和无量山的广阔山区,创造了独具特色的农耕文化、居住文化、服饰文化和丰富多彩的民俗文化。尤其是生活在红河南岸的哈尼族创造的哈尼梯田及其丰富的生物多样性和独特的“冲肥”和“赶肥”方法,控制了病虫害发生的同时降低了农业面源污染的风险,是哈尼人适应自然、改造自然的经验和文化的淀积,是一个和谐的自然社会经济复合生态系统。另外,为了充分利用梯田稻作的水资源并提供多种产品,特别是在提高谷物产量的同时提供肉质蛋白产品,哈尼人发展了传统的梯田围塘养鱼。但围塘养鱼不利于鱼的生长,近年来农业科技部门积极引导广大哈尼群众利用稻田养鱼,改变传统做法,实行稻田放养,通过科学管理,获得了鱼粮双丰收。2006年红河县全县稻田养鱼面积约达3364hm2,仅此一项,农民增收3000多万元。然而,由于现代文明的冲击以及农村青壮年劳动力的流失,哈尼梯田地区的化肥农药使用量逐年上升。一方面破坏了当地的生态环境,不利于稻田养鱼的大规模推广;另一方面由于化肥农药的支出,稻田生产并没有对农户的经济收入带来较大的提高。

2.1农户受偿意愿调查

本文根据农户开展减少农业负外部、从事保护性耕作并得到补偿的思路进行问卷设计。为使农户能够直观、准确地判断减少稻田生产负外部后自己的损失,并给出相对准确的受偿意愿,本文以限制使用化肥、农药用量为情景,调查受访农户接受直接补贴的意愿,以及在不同化肥、农药施用限制下可以接受的稻米价格。化肥、农药施用的限制条件有8项:①化肥用量减半;②农药用量减半;③化肥农药用量均减半;④完全不用化肥,改施农家肥或有机肥;⑤完全不用农药,改用绿色防控控制病虫害;⑥完全不用化肥,农药用量减半;⑦完全不用农药,化肥用量减半;⑧化肥农药均完全不再施用。调查采用面对面采访的方式,问卷调查范围包括哈尼梯田地区红河县甲寅乡的6个行政村:甲寅、老博、龙美、龙普、他撒、阿撒。各村样本的发放数量以各村的家庭户数所占比例为主要依据,结合调查中的实际情况做出适当调整,采用随机群抽样的方法选定样本,每个随机群样本数量控制在总样本的1/13之内[1617]。本次调查问卷共200份,整理后有效问卷188份,占问卷总数的94%。受访农户以男性略多,占总数的61.70%;以中老年劳动力为主,52.48%的样本年龄集中在40~60岁,还有32.88%的样本年龄在60岁以上,40岁以下仅有15.64%;文化程度以小学为主,占样本的70.21%;受访农户家庭年收入在10000元及以下的占86.70%,其中打工收入占家庭收入一半以上的有68.06%。

2.2生态环境效益计算

为分析政府对农户进行补偿的投入产出,需要计算在不同化肥、农药施用限制下稻田生态系统提供的服务价值。由于农户受偿意愿的调查中设定了8种化学物质限制标准,根据哈尼梯田地区红河县甲寅乡稻田养鱼的实际,本文以稻田养鱼减半化肥用量并不施用农药来选择样地,通过和现有化肥、农药施用量下的稻田生态系统的功能进行对比,来计算政府投资的真实产出。

2.2.1大气调节功能价值计算

本文只考虑稻田水稻在生长期间的大气调节功能,至于收获物中的碳在下游生态系统或产业系统中的汇效应或源效应不在本研究范围之内。对固碳功能的计算,通过光合作用方程,植物每积累1g干物质,需要吸收1.63gCO2,由此可反推出稻田光合作用过程中固定CO2的物理量[公式(1)]。而其固碳功能价值的计算采用造林法,固定CO2的造林成本为1.32Yuan•kg1(C)[18]]。另外,研究表明稻鱼共生生态系统可减少CH4排放,平均可减少单位面积CH4排放31.42%[19]。为计算方便,用增温潜势将相同质量的不同温室气体换算为等温室效应的CO2,CH4的GWP为24.5[20]。据此可以将CH4换算为CO2,计算其气体调节的价值。

2.2.2营养物质保持功能价值计算

通过调查发现,研究区域内稻鱼共生生态系统中有机质主要来自鱼粪、水稻根际沉析作用以及残留的植株地下部分和秸秆输入。根据文献记载,水稻根际沉析作用输入稻田土壤有机碳量约为水稻根系生物量的4倍,而在常规收割方式下,残留在田间的秸秆量为秸秆总生物量的11%[21]。由此可以计算出稻鱼共生生态系统有机质输入量。在功能价值计算上,2006年,尿素价格1676.5Yuan•t1;氯化钾价格1853.33Yuan•t1;过磷酸钙473Yuan•t1。通过市场调研发现,以提供有机质和少量养分为主的精制有机肥料市场价格约为850Yuan•t1,即有机碳的市场价格为1.47Yuan•kg1(1kg有机质相当于1.724kg有机碳)。由此计算出两种农业生产模式营养物质保持功能价值[式(2)]。

2.2.3病虫草害控制功能价值计算

研究表明稻鱼共生系统可以较好地防治病虫草害,几乎可以不用农药[22]。调查区域内,稻鱼共生的农田里,农户很少使用农药,其用量约为常规耕作模式的1/2。因此用替代价格法计算稻鱼共生生态系统病虫草害控制功能的价值。

2.2.4水量调节功能价值计算

调查表明,调查区域内的稻田田埂高度为40~50cm,因此当暴雨来临时,该稻田相当于一个约45cm蓄水深度的蓄洪水库,蓄水量为4500m3•hm2。本文利用水库工程费用法[2324]计算两种生产方式下稻田的蓄洪价值。

2.2.5旅游价值计算

在1000多年的历史中,哈尼族建造并保存了具有良好水土保持功能和极高美学价值的规模巨大的“梯田景观”,以其“分布之广,规模之大,建造之奇,在中国没有,在世界罕见”而闻名中外。其旅游价值由费用支出法计算:

2.2.6水质污染治理费用计算

农业面源污染已经成为我国水质污染的最主要来源之一,也是水质治理的难点。由于稻鱼共生系统中稻、鱼的共生作用,为稻田提供了肥力,减少了病虫草害,在农药和化肥的施用量上都显著低于常规农业耕作模式,从源头上消减了农业面源污染的危害。两种农业生产模式造成的水质污染治理费用的单价参考本地污水处理厂单位废水的处理价格。

2.3动态生态补偿标准的确定

为激励农户转变稻田生产方式,减少化学物质的施用,可以通过政府的直接补贴和市场的价格调控两种手段进行。由于农户的受偿意愿是一定的,因此直接补贴和价格调控呈负相关关系。当然,初始时农户的生态补偿只能全额依赖于政府的直接补贴,只有当农户开始转变生产方式并且其农产品可以进入高端市场时,通过提高稻米价格以补贴农户的机制才是可行的。SWPQ(4)式中,S为政府对农户的直接补贴,W为农户接受直接补贴的受偿意愿,P为农产品价格增值,Q为农产品平价产量。

3计算结果与分析

3.1农户接受直接补贴的受偿意愿

不同限制状态下受访农户的受偿意愿有明显的波动和差异,呈离散分布(图2)。同时,受偿意愿的分布与化肥、农药施用的限制强度有正相关关系。从图2可见,不同限制条件下有78.12%受访农户的受偿意愿相对集中在6750元•hm2以下,受偿额度与其水稻种植的净收入较为接近。在化肥或农药用量减半这两个限制条件下,分别有90.24%和89.03%的受访农户的受偿意愿低于6750元•hm2;在完全不用化肥和农药时,仅有49.12%的受访农户愿意接受6750元•hm2的补偿;其他限制状态下,有62%~79%的农户选择低于6750元•hm2的补偿标准。根据受访农户的样本人数、受偿意愿及其占样本的比例,可以计算出不同限制状态下受访农民的平均受偿意愿(表1)。当稻田生产中化肥、农药用量分别减半时,农户接受的平均受偿意愿分别为每年3727元•hm2和5208元•hm2。而随着化肥用量限制标准的提高,受访农户认为会增加稻田生产的难度;同时随着农药用量限制标准的提高,受访农户认为稻米产量会因为病虫害而相应减产。因此要求政府对其经济补偿相应提高。

3.2农户接受产品价格提升的受偿意愿

不同限制标准下,农户接受产品价格提升的受偿意愿有明显差异,呈离散分布(图3)。从图3可见,不同限制条件下约有87.32%的受访农户接受的产品上涨空间在0.2~2.0元•kg1之间。在化肥或农药用量减半这两个限制条件下,分别有95.24%和94.03%的受访农户接受稻米价格上涨0.2~2.0元•kg1;在完全不用化肥和农药时,仅有72.12%的受访农户愿意接受0.2~2.0元•kg1的上涨幅度。同样,根据受访农户的样本人数、受偿意愿及其占样本的比例,可以计算出不同限制状态下受访农户的接受稻米价格上涨的平均幅度(表2)。当稻田生产中化肥、农药用量分别减半时,农户接受的稻米价格上涨的平均幅度分别为1.79元•kg1和1.83元•kg1。同时,随着化肥用量限制标准的提高,农户对稻米价格涨幅的要求也相应提高。

3.3生态环境效益提高

若在甲寅乡推广稻鱼共作,不仅可以降低化肥、农药的用量,还可以充分发挥稻田生态系统的服务功能,同时降低一些负面效应,如有效控制稻田害虫、减少病害以及减少CH4的排放等。稻鱼共生系统减少稻田CH4排放量的功能,使得生产活动的外部负效益损失降低493元•hm2(表3)。由于鱼的觅食等活动搅动了土壤,加强了土壤通气,减少了CH4的产生量;减弱了因杂草和浮游生物的呼吸作用对水体溶解氧的消耗,使水体溶解氧增加,促使土壤产生的CH4被较快地氧化。稻鱼共生系统减少了化肥农药的使用,从而可以有效控制农业生产造成的面源污染问题,缩减治理费用4200元•hm2(表3)。稻田里鱼的排泄物中含有氮、磷等营养元素,成为水稻的肥料,调查显示稻田鱼粪中含有的氮元素为7.32kg•hm2、磷元素为2.19kg•hm2,因此减少了氮肥和磷肥的使用;另外,稻田养鱼较好地防治病虫草害,在减少2次用药的条件下,三化螟、纵卷虫、稻飞虱、稻叶蝉等主要稻田害虫的平均量仅为常规稻作的29.17%、50%、56%和50%,减少了农药的使用。通过计算发现(表3),与常规稻作方式相比,稻鱼共生系统在固碳释氧、营养物质保持、病虫害防治、水量调节乃至于旅游发展等方面都有其独特的优势,其外部经济效益提高2754元•hm2;同时,稻鱼共生系统减少了CH4排放,并控制了化肥农药的使用,使其外部负效益损失降低4693元•hm2。因此,综合看来,稻鱼共生系统比常规稻作系统的生态环境效益价值增加7447元•hm2。

3.4动态生态补偿标准的确定

生态系统的直接价值例6

区内年平均气温9．1℃，极端最高温39．1℃，极端最低温－23．1℃，≥10℃的积温为3242℃，多年平均降水量327．7mm，多集中在7—9月；多年平均蒸发量1468mm，是降水量的4．4倍；相对湿度为58％；多年平均日照时数2607．6h；无霜期185～200d；年平均风速仅为0．94m•s－1，静风次数占观测次数的53．4％。兰州全年干燥，底层大气具有逆温现象，加重了空气污染，该区域自然灾害主要为干旱［13－18］。在全国实施退耕还林（草）和大力推进生态环境恢复、建设的前提下，中央和当地政府决定投资16．8亿元，绿化兰州市南北两山。截止2005年南北两山绿化面积已经达到39078．10hm2，成活各类树木1．5亿株，植物种类达59科248种，常见的脊椎动物达76种。这对改善兰州投资环境，推动西部大开发战略，加快西北中心城市建设步伐，促进兰州经济发展和社会进步，以及实施国家可持续发展战略都将产生重要影响。

1．2数据来源与处理

采用的数据源主要包括：2005年8月LandsatTM卫星影像，1∶10万地形图，当地地理位置、气候、水文、人口、土壤等统计资料为基础数据，以张灵［19］对兰州市南北两山调查数据及2005甘肃省及兰州市统计年鉴作为辅助数据。影像处理在ERDAS软件下完成。首先，选择合适的波段组合进行遥感影像的合成。采用4、3、2波段假彩色合成能够较好地反映植被生长状况，而且能对地表最基本的几种覆盖类型加以明显区分，视觉效果较好，被人们普遍采用，尤其是目视解译。然后对影像做线性图像增强，几何精校正采用二次多项式模型，像元重采样用最邻近点法，校正后像元分辨率为30m，校正误差平原地区小于1个像元（即小于30m），山区小于两个像元（即小于60m）。结合研究区自然环境特点和相关地学信息，通过野外考察以及遥感影像分析建立研究区土地利用解译标志，根据建立的遥感解译标志，以校正好的地形图为底图，以ArcMap为交互式解译界面，在屏幕上利用自由笔在矢量方式下勾绘土地利用类型界线，以数字文字符号作注记，并在野外对遥感判读结果进行修正，生成土地利用专题图，再将解译结果导入地理信息系统软件ArcGIS9．2下进行拓扑分析、属性赋值和统计计算得到土地利用的基本数据。

1．3评价指标体系构建

参考前人的研究［8，10，20－21］，结合兰州市南北两山实际调查情况，根据森林生态系统服务功能指标体系评价原则、指标体系筛选思路、方法，提出适合该研究区的森林生态系统服务价值评价体系（图1）。

2兰州市南北两山生态系统服务价值评估

2．1经济效益

经济效益是由系统对目前的生产或消费直接贡献决定，也就是指系统直接满足人们的生产和消费需要的价值。如木材、薪炭材、野生药物、林副产品及森林游憩等，都是直接经济价值。

2．2生态效益

生态效益价值即为间接使用价值，是由森林生态系统提供的可用来支持目前生产和消费活动功能的价值，是不能直接进入生产和消费过程的，但为生产和消费提供支持和保障。森林生态服务的功能价值主要体现在涵养水源、维持大气平衡、固土保肥和保护生物多样性等，是其生态服务价值的主体，也是最容易被人们忽视的价值，对这部分价值进行定量评估对确切评价森林生态系统服务价值有重要意义。

3结果与分析

3．1城市人工森林生态服务价值

2005年兰州市南北两山工程区城市人工森林生态服务总价值为15．59亿元•a－1；以各项服务价值大小为依据，由大到小为：森林游憩＞维持大气平衡＞涵养水源＞林副产品＞固土保肥＞保护生物多样性＞木材＞薪炭材（表1）。这是对兰州市南北两山人工森林生态系统服务的评价是一个初步研究，有一定的不足之处；但由此可以看出，工程区森林生态服务效益非常显著，这对于在全球变化的背景下，节能减排、保护环境、改善人民生活环境，实现西部地区可持续发展有重要的现实意义。

3．2城市人工森林生态系统服务价值的组成特征

在计算研究区人工森林生态系统服务价值的基础上，对人森林生态系统服务价值的组成特征进行分析，以期能为政府更加合理的进行城市规划提供理论依据。由表1及图2可以得出，兰州市南北两山人森林生态系统服务价值为15．59亿元•a－1；其中，森林游憩效益最大为5．08亿元•a－1，占总系统服务价值的32．07％；这主要是由于在兰州市的人均绿地较少，在南北两山工程实施后，随着两山绿地面积的增加，依托现有的森林、文化资源和设施条件，发展一些特色的建筑、娱乐、餐饮、养殖等产业，极大催生了生态旅游的发展。生态效益为8．467亿元•a－1，占总系统服务价值的54．31％；经济效益为7．123亿元•a－1，占总系统服务价值的45．69％；两者相差比例不大，这与靳芳等［8］对中国森林生态系统服务研究的结果（间接价值是直接价值的14．94倍）不同。这主要是由于自然生态系统的物种组成多样，系统组成比较合理，稳定性较强，从而其生态效益趋于最大化；而人工生态系统有目的性，在其建立之初就必须要考虑到人们的支持性和积极性，因此，在其建设过程中，对其经济效益强调的比较多，同时，由于兰州市地处西北黄土高原半干旱区，城市人均绿地较少；因此，在南北两山绿化工程实施完成之后，随着南北两山绿化面积的增大及生态旅游的大力发展，使其成为兰州市人民休闲、避暑和度假的好去处，从而使得人工森林生态系统服务价值中的森林游憩效益所占比例也较大，故而其经济效益（直接价值）比例增大。正是由于人工生态系统是人为的、有目的性的建立的生态系统，因此，人工生态系统服务价值在组成上明显不同于自然生态系统。

生态系统的直接价值例7

现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。

经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标，从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。

1生态资本内涵

1．1生态资本定义

生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。

1．2生态资本的特征

生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有自然生态功能，遵循自然生态规律，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。

但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。

2生态资本价值理论

生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。

2．1劳动价值理论

劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。

在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。

2．2效用价值理论

效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。

2．3要素价值理论

要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。

2．4供求价值理论

供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。

总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。

3生态资本价值核算方法

现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。

3．1补偿价值法

补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了历史成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。

3．2总经济价值法

总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(NUV，又称存在价值)；又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为：

TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV

式中，DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；IUV不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；OV是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；NUV为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前DUV与IUV可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；OV与NUV均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此，企业在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。

3．3租金或预期收益资本化法

租金或预期收益资本化法根据地租理论和财务管理理论，将预期的资源环境在未来一定年限内产生的两大价值(即预期的租金或收益)按社会贴现率折现后的现值作为资源环境价值。其计量公式为：

V=V1+V2

V1=qRo／r

V2=A(1+K)／(nQ)

式中，V为资源环境价值；V1、V2分别为资源环境的商品价值与服务价值；Ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；A为投入总额；Q为受益资源总量；n为受益年限；K为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。3．4边际机会成本法(MOC)

边际机会成本法基于效用价值理论，该理论认为任何经济活动的成本代价不仅包括对生产各个要素的消耗，而且也包括由于外部不经济行为对生态系统所造成的代价。因此，理论上任何资源环境产品的价格P等于其边际机会成本(MOC)，MOC又等于资源环境产品的边际生产成本(MPC)、边际资源耗竭成本(MUC)与边际环境成本(MEC)之和。即：

P=MOC＝MPC+MUC+MEC

生态资本价值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．

式中，MPC常用生态价格定价法或影子价格法计算，较为准确、简便；P为资源环境产品的现行市价。该法主要适用于生产性资源环境价值的核算。

3．5总和价值法

该理论认为生态资本价值核算方法应该从马克思价值理论的全部论述中去寻找结果。这部分学者认为，生态资本价值不单单是指直接投入其中的人的劳动价值，还包括生物有机体的所有权和使用权的价格，以及生态系统服务地租。也就是说，生态资本的价值等于人类直接投入的劳动、生物有机体的使用价值与所有权价值和生态系统服务级差地租之和。投人生态系统的人的劳动包括投入人工生态系统的劳动和维护自然生态系统的劳动，是抽象的一般社会必要劳动；生态有机体的使用价格实际上是生态系统服务所有权与使用权转移的货币表现，它是经济所有权存在，生态系统被所有者控制，生态系统因所有权规律而产生一种现象，即当社会需要交换资源环境时，生态系统由于有用性而获得价格；生态系统服务级差地租是生态系统服务的差别为基础的地租。

3．6替代价值法

替代价值法根据效用价值论，将不能直接进行价值计量的资源环境，按其各项主要功能分别选用合理的计量方法进行功能替代，计算各项功能的价值，将总价值视为资源环境价值。替代价值法主要有较为可靠的市场价值法、旅行费用法，以及主观性较强、可靠性较低的调查评价法、支付意愿法等。它主要适用于计量资源环境的服务价值，应用时应优先选用较为可靠的替代方法。新晨

4生态资本价值核算与可持续发展

经济理论认为，能够带来收益的东西称为资本。生态系统，无论是天然的生态系统还是已投入了人类抽象劳动的人工生态系统都可以为人类带来巨大的社会财富。按照资本能带来收益和财富的概念以及生态系统为人类带来巨大收益和财富的事实，生态系统无疑是资本。但是，长期以来我国都没有对这种资本进行行之有效的管理，经济发展也为之付出了巨大的资源和环境代价，经济发展带来的好处并不明显。所以，加强生态资本管理，制止生态系统耗减和质量下降的趋势。通过技术进步、资源利用和环境改善，限制不合理的经济增长计划，适度地开发和利用资源环境，加强生态系统的管理已成为当务之急。但是，其中最为重要的是进行生态资本的价值核算，准确评估经济活动造成的资源浪费和环境退化数量，事前分析不同经济政策对资源和环境造成的影响，以便决策，从而构建一套能够提供可持续经济增长趋势和经济预警信号的绿色国民经济核算指标体系，实现可持续发展。

4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础

生态系统对社会经济的贡献有公共品或准公共品的属性，长期以来，资源环境的产权很难界定清楚或产权得不到保障。众多微观个体构成的群体共同拥有、享用资源环境，对于占用或利用资源环境的利益相关者来说，这些生态系统产品具有稀缺性，对于构成这些群体的个体来说，由于权益分别、交换的代价远远大于它们获得收益，人们更乐于作为免费搭车者，而不愿为享受生态系统付出代价。因此使用者感受不到生态系统的稀缺性，价格机制不能刺激使用者保护生态系统。市场机制的引入，由于使用者已经逐渐意识到生态系统潜在或实际的短缺，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立现代化企业制度，可为经济绿色发展奠定基础。

4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

长期以来生态系统与经济发展之间存在着尖锐的矛盾。但是，20世纪末兴起的知识经济为经济的发展开辟了新的途径，经济的发展的主要源泉不再是劳动力、资本或原材料，世界经济的增长也从增加投入型变为知识和技术进步型。我国已经确定了可持续发展战略，将调整和优化产业结构，建立一套绿色资源环保型社会经济发展体系，走持续发展道路。

4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，严重阻碍了经济的发展。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。现在，各国在进行政府决策时，更多的是将生态系统与经济发展作为一个整体考虑，进行资源环境核算，使人们正确地看待经济增长成本，注重经济增长质量。

生态系统的直接价值例8

现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。

经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色gdp”为发展目标，从现行的gdp中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。

1生态资本内涵

1．1生态资本定义

生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与 金融 资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。

1．2生态资本的特征

生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有 自然 生态功能，遵循自然生态 规律 ，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。

但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。

2生态资本价值理论

生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。

2．1劳动价值理论

劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。

在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。

2．2效用价值理论

效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。

2．3要素价值理论

要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一 科学 定义。

2．4供求价值理论

供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。

总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。

3生态资本价值核算方法

现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(seea)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。seea核算法通过把资源和环境账户作为sna(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。

3．1补偿价值法

补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：

w=c+v+m

式中，c、v、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了 历史 成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。

3．2总经济价值法

总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(tev)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(nuv，又称存在价值)；又将uv细分为直接使用价值(duv)、间接使用价值(iuv)与选择价值(ov)。其计量关系为：

tev=uv+nuv=(duv+iuv+ov)+nuv

式中，duv是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；iuv不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；ov是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；nuv为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前duv与iuv可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；ov与nuv均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此， 企业 在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。

3．3租金或预期收益资本化法

租金或预期收益资本化法根据地租理论和财务管理理论，将预期的资源环境在未来一定年限内产生的两大价值(即预期的租金或收益)按社会贴现率折现后的现值作为资源环境价值。其计量公式为：

v=v1+v2

v1=qro／r

v2=a(1+k)／(nq)

式中，v为资源环境价值；v1、v2分别为资源环境的商品价值与服务价值；ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；a为投入总额；q为受益资源总量；n为受益年限；k为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。

3．4边际机会成本法(moc)

边际机会成本法基于效用价值理论，该理论认为任何 经济 活动的成本代价不仅包括对生产各个要素的消耗，而且也包括由于外部不经济行为对生态系统所造成的代价。因此，理论上任何资源环境产品的价格p等于其边际机会成本(moc)，moc又等于资源环境产品的边际生产成本(mpc)、边际资源耗竭成本(muc)与边际环境成本(mec)之和。即：

p=moc＝mpc+muc+mec

生态资本价值(v)=muc+mec＝p-mpc．

式中，mpc常用生态价格定价法或影子价格法 计算 ，较为准确、简便；p为资源环境产品的现行市价。该法主要适用于生产性资源环境价值的核算。

3．5总和价值法

该理论认为生态资本价值核算方法应该从马克思价值理论的全部论述中去寻找结果。这部分学者认为，生态资本价值不单单是指直接投入其中的人的劳动价值，还包括生物有机体的所有权和使用权的价格，以及生态系统服务地租。也就是说，生态资本的价值等于人类直接投入的劳动、生物有机体的使用价值与所有权价值和生态系统服务级差地租之和。投人生态系统的人的劳动包括投入人工生态系统的劳动和维护 自然 生态系统的劳动，是抽象的一般社会必要劳动；生态有机体的使用价格实际上是生态系统服务所有权与使用权转移的货币表现，它是经济所有权存在，生态系统被所有者控制，生态系统因所有权 规律 而产生一种现象，即当社会需要交换资源环境时，生态系统由于有用性而获得价格；生态系统服务级差地租是生态系统服务的差别为基础的地租。

3．6替代价值法

替代价值法根据效用价值论，将不能直接进行价值计量的资源环境，按其各项主要功能分别选用合理的计量方法进行功能替代，计算各项功能的价值，将总价值视为资源环境价值。替代价值法主要有较为可靠的市场价值法、旅行费用法，以及主观性较强、可靠性较低的调查评价法、支付意愿法等。它主要适用于计量资源环境的服务价值，应用时应优先选用较为可靠的替代方法。

4生态资本价值核算与可持续 发展

经济理论认为，能够带来收益的东西称为资本。生态系统，无论是天然的生态系统还是已投入了人类抽象劳动的人工生态系统都可以为人类带来巨大的社会财富。按照资本能带来收益和财富的概念以及生态系统为人类带来巨大收益和财富的事实，生态系统无疑是资本。但是，长期以来我国都没有对这种资本进行行之有效的管理，经济发展也为之付出了巨大的资源和环境代价，经济发展带来的好处并不明显。所以，加强生态资本管理，制止生态系统耗减和质量下降的趋势。通过技术进步、资源利用和环境改善，限制不合理的经济增长计划，适度地开发和利用资源环境，加强生态系统的管理已成为当务之急。但是，其中最为重要的是进行生态资本的价值核算，准确评估经济活动造成的资源浪费和环境退化数量，事前分析不同经济政策对资源和环境造成的影响，以便决策，从而构建一套能够提供可持续经济增长趋势和经济预警信号的绿色国民经济核算指标体系，实现可持续发展。

4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础

生态系统对社会经济的贡献有公共品或准公共品的属性，长期以来，资源环境的产权很难界定清楚或产权得不到保障。众多微观个体构成的群体共同拥有、享用资源环境，对于占用或利用资源环境的利益相关者来说，这些生态系统产品具有稀缺性，对于构成这些群体的个体来说，由于权益分别、交换的代价远远大于它们获得收益，人们更乐于作为免费搭车者，而不愿为享受生态系统付出代价。因此使用者感受不到生态系统的稀缺性，价格机制不能刺激使用者保护生态系统。市场机制的引入，由于使用者已经逐渐意识到生态系统潜在或实际的短缺，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立 现代 化 企业 制度，可为经济绿色发展奠定基础。

4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

长期以来生态系统与经济发展之间存在着尖锐的矛盾。但是，20世纪末兴起的知识经济为经济的发展开辟了新的途径，经济的发展的主要源泉不再是劳动力、资本或原材料，世界经济的增长也从增加投入型变为知识和技术进步型。我国已经确定了可持续发展战略，将调整和优化产业结构，建立一套绿色资源环保型社会经济发展体系，走持续发展道路。

4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

伴随着经济增长和 工业 化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，严重阻碍了经济的发展。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。现在，各国在进行政府决策时，更多的是将生态系统与经济发展作为一个整体考虑，进行资源环境核算，使人们正确地看待经济增长成本，注重经济增长质量。

生态系统的直接价值例9

中图分类号：F062.2

文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）10011605

1 引言

生态系统服务是指生态系统在生态过程中为维持系统本身正常运作以及人类生产、生活持续进行的自然环境条件和物质基础[1，2]，包括光合作用、生态产品（食物等生物资源）和生态服务（污染物运移、净化）等，其时空特征直接关系到区域社会经济的可持续发展和生态环境质量的健康程度。20世纪90年代以来，生态系统服务价值的定量评估逐渐成为国内外生态经济学和环境经济学研究领域的热点问题[3，4]。

土地利用类型直接表征出人类活动对生态系统服务的利用方式，其景观格局与过程也直接体现出生态系统的时空差异与服务价值量的区域性。近年来，国内外学者已从不同的尺度开展了土地覆被变化背景下的生态系统服务价值评估研究，在生态系统价值理论、主要生态系统功能和生态系统价值评估方法等方面取得了重要进展。如Costanza等[5] 首次明_了生态系统服务价值估算的原理及方法，并利用生态经济学方法对各类生态系统价值进行定量化；Hein等[6]构建了增强的生态系统服务的估值框架，分析生态系统服务价值的空间尺度效应；谢高地等[7]采用专家问卷调查法对Costanza 等提出的评价模型进行改进，对单位面积生态系统服务价值当量进行调查，建立了中国陆地生态系统单位面积服务价值表；宋佳楠等[8]利用区域社会经济生态协调系数对传统的生态系统服务价值测算模型进行修正；唐秀美等[10]根据不同生态区位赋予不同的生态区位系数，实现对用地类型的生态服务价值的修正；石等[10]利用中国1999～2008年土地利用和GIMMS遥感影像的NDVI数据，计算和分析了近10年内中国陆地生态系统服务功能价值的时空变化；以往研究表明，我国生态系统服务价值研究虽起步较晚，但其评估尺度广泛、类型多样，主要涵盖某一区域范围或单一生态系统的生态系统价值评估，即多集中于国家、省级、流域尺度[11～13]、森林[14]、草地[15]、河流[16]等生态系统上，但对县域尺度的生态系统服务价值时空特征分析相对较少，评估结果往往不能反映区域差异性。另外，随着GIS、RS等技术的发展及其在生态系统领域评估中的应用[17]，生态系统服务价值时空特征分析已成为当前主要研究趋势之一。因此，笔者以贵州省松桃县2005、2010年两期遥感解译影像为例，采用RS和GIS空间分析技术，评价县域尺度的生态系统服务价值的时空异质性，揭示城市化过程对生态系统服务价值的空间格局影响程度，以期为松桃县生态环境与社会经济的可持续发展提供理论支持。

2 研究区概况

松桃县隶属于贵州省铜仁市管辖，地跨东经108°35′42″～109°23′30″，北纬27°49′40″～28°30′20″，国土总面积3409 km2，与湖南湘西、重庆市秀山、酉阳毗邻，是苗族聚居较多的一个少数民族自治县。全县地质构造复杂，具有多个皱褶和断层构造，地势中部低，东西部高，按照地貌组合特征可分为中山地峡谷、山间盆地、丘陵河谷、中低山沟谷和中低山丘陵等5种地貌，包含1637.9 km2的喀斯特地貌和1223.6 km2的非喀斯特地貌。该县属中亚热带季风气候区，受亚热带季风气候的影响，四季分明，径流密度大，地表年径流量达25.44亿m3，且雨量充沛，年平均降水量为1416 mm，年平均日照达1228 h，但由于地形和海拔（县域海拔介于285～2494 m之间）的差异，山地小气候类型多样，生物多样性突出，森林植被和中药材资源丰富。另外，松桃县社会经济发展速度较快，城市化水平高，2015年全县GDP达到103.44亿元，三大产业结构比为26.7∶32.7∶40.6，人均GDP为 21132元。

3 数据与方法

3.1 数据来源

以松桃县1∶50000 地形图为参考，在ENVI 5.0 软件支持下分别对2005年、2010年两期LANDSAT 影像校正，在建立解译标志的基础上对遥感影像进行解译。为便于分析，将研究区的土地利用类型合并为6 种类型： 水田、旱地、林地、水域、草地、建设用地，并以2.5 m高清遥感影像为参照，对解译的数据进行精度检验，三期土地利用分类的总精度和Kappa 指数等均大于0.85，其分类结果达到精度要求。从而得到松桃县历年土地利用类型图。

3.2 研究方法

3.2.1 生态系统价值计算

该研究基于谢高地等[7]提出的中国生态系统单位面积生态服务价值当量，以单位面积农田提供的食物生产服务经济价值为依据，确定符合松桃县土地利用/覆被变化背景下的生态系统服务价值计算公式[18]：

ESV=∑AkCk （1）

式（1）中：ESV为生态系统服务价值（元/a）；Ak为第k类土地利用类型分布面积（hm2）；Ck为单位面积的生态系统服务价值（元/hm2・a）。另外，由于耕地划分为水田和旱地，但两者的生态系统服务价值量差异明显，根据以往研究经验，将耕地的生态价值量以0.6∶0.4的比例分别赋予水田和旱地（表1）；水域对局部空气调节主要在为大气提供蒸发量，保障空气中水汽的稳定性，故以气候调节价值的50%为水域的大气调节功能价值，从而得到研究区各类生态系统的价值当量。

3.2.2 时空特征分析

（1）变异系数。变异系数可以衡量松桃县不同年份生态系统服务价值的空间离散程度，以及不同地区生态系统服务价值的时间离散程度，其计算公式为[19]：

CV=1k1n∑ni=12Ki|K （2）

（2）空间相关性。相关分析可以定量描述两个变量之间的线性相关程度，明确两个变量之间的相关方向[20]。研究中采用Pearson 简单相关系数，以松桃县生态系统服务价值、不同土地利用类型在时空尺度的变异系数为变量，定量描述县域生态系统服务价值与其用地变化之间的关联性系，其计算公式为：

4 结果与分析

4.1 生态系统服务价值的时序变化

根据生态系统服务价值计算公式和各生态系统单位面积的价值当量，计算出松桃县历年生态价值量（表2）。由表2可知，松桃县2005、2010年生态服务价值总量分别为5038.51×104元、5015.23×104元，整体呈下降的趋势，2005～2010年期间生态系统价值减少共24.12×104元，年均下降率为0.12%。总体而言，松桃县2005～2010年间水田、旱地、林地的生态服务价值变化趋势均为逐渐下降，草地的生态服务价值则上升，水域的生态服务价值则保持不变。其中，林地生态系统的服务价值从2005年的4160.34×104元下降至2010年的4125.46×104元，与其他生态系统相比，同期下降幅度最为明显，在2005～2010年间下降幅度达24.12×104元，年均下降率达到0.12%；水田、旱地作为耕地的重要组成部分，两者的生态系统服务价值也从525.36×104元下降至522.67×104元，其历年年均变化率相差不太明显，如2005～2010年水田下降率仅比旱地下降率相差0.04%，但水田的变化幅度要明显小于旱地，其因为旱地面积较大，且容易受人类活动的影响，特别是城市边缘带旱地占用现象普遍；草地面积的增减主要受旱地撂荒和建设用地占用的影响，2005～2010年间草地面积增加4.27 hm2，对应的生态系统价值增加3.53×104元，年均增长率为0.2%。其因为2005～2010年间城市化水平不断提升，农业人口转化成工业人口趋势明显，耕地荒废后成为草地，导致草地面积上升，其生态价值也随之上升。总之，研究期间土地利用结构的改变对松桃县生态系统总服务价值产生了较大影响，按价值大小排序为林地>旱地>草地>水田>水域>建设用地，尤其是旱地、水田和水域的变化比较显著，变异系数均在1.30以上，而林地和草地的变异系数则分别仅有0.50和0.74，基本是其余三者的1/2倍，这也说明林地和草地在松桃县的生态系统服务价值占有非常重要的作用。

4.2 生态系统服务价值的空间分异

分析采用以乡镇为单位的生态系统服务价值来表征区域间的价值差异（表3），从生态系统空间特征来看，2005年间松桃县生态系统价值较高的乡镇是寨英镇、乌罗镇和盘信镇，三者生态系统服务总价值均高于3×104元，其比重比均值也达到7.14%，其次为迓驾镇、正大乡等22个乡镇，其生态系统服务价值在1.16×104～2.07×104元之间，但其总比重达到73.14%，最后比重较小的是妙隘乡、九江乡和大坪场镇，三者生态系统服务价值的总比重也仅有5.43%。从各个乡镇生态系统服务价值的变化特征可以看出，2005～2010年下降率最高的大兴镇，其值从1.88×104元下降至1.83×104元，期间总下降率为2.77%，其次，木树乡和长兴堡镇的下降率也达到2.22%以上，其缘于三个乡镇的林地或耕地生态系统面积减少，例如大兴镇的林地面积由6150.16 hm2下降至5886.24 hm2，年均下降52.78 hm2，直接导致了整个乡镇的生态系统服务价值量的降低。而增长率最高的乡镇却是寨英镇，其生态系统服务价值增幅达到0.19×104元，比重提升0.34%，也使得其增长率达4.92%。另外，全县生态服务价值增加的乡镇有18个，相应的比重由69.39%增加值69.90%，总体呈上升趋势。整体而言，松桃县各个乡镇的生态系统服务价值集中于1.72%～4.03%之间，寨英镇生态系统价值量最高，且呈逐年上升的趋势，其生态系统服务价值的比重平均值就达8.06%，其次为乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡和孟溪镇等4个乡镇，其比重介于5.38%～7.66%之间。

为便于松桃县各乡镇生态系统服务价值的空间差异进行对比，对松桃县各个乡镇的单位国土面积生态系统服务价值进行测算（图1），并采用自然断点法对松桃县各乡镇的生态系统服务价值进行分类，同时对各个乡镇的数值进行相关性分析，以识别生态系统价值的主要影响部分。从图2中可以看出，松桃县单位面积生态系统服务价值量共分为5类，由高到低依次为高值区、较高值区、中值区、较低值区、低值区。其中，东部的乡镇（大路乡-孟溪镇-普觉镇以东）单位面积生态系统服务价值多属于高值区、较高值区，其平均值为18259元/

hm2，西部的乡镇（妙隘乡-大坪场镇-平头乡-沙坝河乡以西）则以较低值区为主，对应的生态系统平均值仅有16767元/hm2，比东部地区乡镇少8.17%。

从2005～2010年间，高值区、较高值^、中值区的乡镇在数值上存在一定的变化程度，但其隶属的价值区并未发生变化，而较低值区、低值区的乡镇则变化明显，松桃县较低值区的乡镇由9个扩展到11个，长兴堡镇和迓驾镇由中值区转化成较低值区。

生态系统服务价值与土地利用相关性分析（表4）表明，各个乡镇之间的生态系统价值与林地的相关性最为紧密，两者相关系数的历年平均值为0.991。其次为水域、水田和草地，三者的平均相关系数分别为0.405、0.460、0.258，最后旱地的相关系数仅有0.015。这说明林地、水域等单位价值当量大的生态系统服务价值，其面积大小直接决定了区域生态系统价值总量。

5 结论与讨论

在融合RS和GIS技术的基础上，对松桃县2005年、2010年同时结合以往研究成果，从土地利用/覆被变化的视角，分析松桃县生态系统服务价值的空间特征，得出以下主要结论。

（1）松桃县生态系统服务价值总量在2005～2010年间整体呈下降趋势，且下降速度较快。10年间生态系统服务价值由2005年的5038.51×104元下降至2010年的5015.23×104元，下降幅度达24.12×104元，其直接原因在于林地和耕地面积的减少，导致林地、耕地生态系统价值量降低。另外，旱地、草地面积的大幅较少，也加剧了全县生态系统服务价值的下降，由此可见，区域内各生态系统功能彼此密不可分，土地利用方式的改变是不可忽视的因素。

（2）结合2005～2010年各乡镇的生态价值量空间特征发现，松桃县生态价值量较大的乡镇为寨英镇、乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡、孟溪镇等5个乡镇，这些乡镇的历年生态服务价值总量均超过5.38×104元，特别是寨英镇的年均生态服务价值达到8.09×104元，为全县生态服务价值量最高的乡镇。从各乡镇的价值密度（单位国土面积生态价值量）来看，寨英镇、乌罗镇、冷水溪乡、孟溪镇等6个乡镇是价值密度较大的乡镇，妙隘乡、大坪场镇等乡镇既是价值密度低的地区，这表明价值密度是区域生态服务价值质量、数量的直观反映，生态服务价值直接决定生态密度。

（3）基于土地利用、覆被变化的生态系统服务价值评估，提供了一种评价生态系统健康质量或生态服务优劣的简易方法，对区域生态环境决策提供重要参考，但由于生态系统服务既受到土地利用、覆被格局变化的影响，也受到生态系统健康程度或生产力的影响，因此，单纯从土地利用类型面积的角度，分析生态系统服务功能是明显不足的，如疏林地与有林地以及乔木林与灌木林的生态服务差别， 此因素也对生态系统服务价值变化的影响不可忽视。这也是研究中不足的地方，下一步将针对不同生产力的生态系统的服务价值进行计算，以分析人类活动对生态系统服务功能的影响，实现区域社会效益、经济效益、生B效益相协调发展。

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生态系统的直接价值例10

在提出生态系统服务这一概念以前，人们很早就开始了对生态价值问题的讨论，最早可追溯到新古典福利经济学的发展过程[3]。新古典福利经济学强调个人的独立性，对价值定义也仅仅局限在理财学或市场经济的交换价值中，这个狭窄的价值定义忽视了自然在这一交换过程中的巨大贡献，夸大了个人的主导作用。然而，随着气候改变和生物多样性下降等问题的出现，暴露出这种效益评价方式存在严重的缺陷，这些问题都对这一经济学理论产生了很大的冲击。研究者们开始从行为主义心理学、神经系统科学和社会人类学等领域探索人类的属性问题。许多研究证明人类的决策也是社会性的，而不是个体性的过程。这些观点的提出使新古典福利经济学不断受到质疑，同时也让这一学科成为众多学者关注的焦点。20世纪50年代，人们开始对渔业的可持续性开展经济学研究，这时他们已经意识到了保持自然资源的服务功能的重要性。到60年代，在自然环境改变的不断刺激下，出现了一门新的学科——环境经济学。在这个学科中提出了自然资产的概念，即自然界生产的产品，可以说这是对自然界新的认知，人类开始意识到有限的自然资源可能是经济增长的重要限制因素，而当时的大多数经济增长模式都忽略了有限资源消耗这一重要因素。又经过20余年的发展，新古典福利经济学已经完全失去了竞争性，生态学和环境经济学慢慢展现出了其在该领域的优势。而在同一时期，GeorgeMarsh[3]已经开始意识到生态系统具有服务功能，这一观点的提出拉开了生态系统服务功能研究的序幕。

1970年，SCEP[4](StudyofEritiealEnvironmentProblems)在《Man’sImpactionontheGlobalEnvironment》报告中提到“service”一词，第1次明确提出了生态系统服务的概念。到1997年，Constanza等[5]提出生态系统服务内涵可概括为人类从自然生态系统中直接或间接获取的益处，这一观点得到了大家的认同。直到2005年，MA评估报告[1]对生态系统服务的内涵重新进行了归纳和概括：生态系统服务是指人类从生态系统获得的所有惠益，并将其分为4个类型，包括供给服务（如提供食物和水）、调节服务（如控制洪水和疾病）、文化服务（如精神、娱乐和文化收益）以及支持服务（如维持地球生命生存环境的养分循环），这几个方面是相互重叠和相互作用的，支持服务占据着重要的地位。生态系统服务可以看作是大自然的组成部分，可以直接被人类所享受、消费和被用于产生人类福祉，而这些益处和服务在经济的可持续发展方面扮演了重要的角色，目前对此还缺乏系统性的探讨。

2生物多样性与生态系统服务

生物多样性作为一个术语有很多定义，它是一种复杂的现象，大多数学者建议使用生物多样性公约提出的概念，即在一定时间和一定区域内所有生物及其遗传变异和生态系统的复杂性总称，包括遗传多样性、物种多样性和生态系统多样性3个层次。它直接说明了生物多样性的复杂性，并将其融入到了生态系统服务中[5]。目前，对于生物多样性和生态系统服务两者的认识还存在一些误区，一方面把生物多样性和生态系统服务看作是同义词，认为生物多样性就是生态系统服务，生物多样性也就越高，生态系统服务功能越完善，这种混淆不利于人们正确认识生物多样性。Tscharntke等[6]较好地回答了这一问题，他们对生物多样性模式及其过程的景观适度性进行了研究，论述了适度的生物多样性在生态系统功能及过程中的重要性，提出适度干扰的生物多样性保护能使多样和相关的生态系统服务功能达到最优化，也有利于保证某些濒临灭绝物种的可持续性。

另一方面过于简单的看待生物多样性的价值，认为生物多样性对生态系统服务功能的贡献仅仅是保持物种丰富度，这种观点没有认识到其具有的其他价值，如调节洪水、碳固定、提高农业生产力等。可见生物多样性在生态系统服务和过程中扮演着多重角色。Mace等[7]对这两者之间的关系进行了概括，主要有以下几个方面：一是生物多样性是生态系统过程的调节者，生物多样性是巩固生态系统服务、控制生态系统过程的一个因素。例如，许多土壤营养循环与土壤中的生物群落组成有很大的关系，生物多样性越高，生态系统功能也随之增加。因此，生态系统中的生物组成，也就是生物多样性，在生态系统服务传递过程中扮演着关键性作用。二是生物多样性是一种终极生态系统服务，生物多样性在遗传和物种水平上直接贡献了其利益和价值。例如，野生作物的遗传多样性对于改良作物的性状具有重要作用。三是生物多样性在生态系统服务中可以作为一种益处，它具有丰富的文化价值，包括野生物种和景观的欣赏、精神愉悦、教育、宗教和娱乐价值等。

许多学者对生物多样性与生态系统服务功能之间的密切的联系进行了研究，发现生物多样性在生态系统中起着关键性的调节作用，特别是在一些生物入侵比较严重的地区，生态环境比较脆弱，当生物多样性下降或丧失时，将对生态系统服务功能产生直接的影响。来自俄立岗州立大学、奥古斯塔纳学院和美国地质调查局组成的专家组对北美的濒危草地生态系统的生态恢复过程进行了研究，通过对75个样地的研究发现，放牧并不能降低入侵草种的丰富度，相反的，过度放牧反而会使土地失去抵抗入侵能力，使本土草种的盖度显著下降，同时给入侵草种提供了入侵的机会，最终使草地生态系统的生物多样性下降，直接影响其生态系统服务功能[8]。Abella等[9]从植被演替的角度出发，在美国西南部的莫哈维沙漠选择了代表性的本土物种来进行恢复试验。结果发现，与灌丛相比，草丛具有更好的抵抗入侵能力，在施氮肥的情况下减少外来物种生物量达88%，不施氮肥的情况下减少达97%，这说明与其他防治生物入侵的方法相比，选择适当的本土种可以更好地达到防治效果，同时也能更好的提高当地生态系统的生物多样性，进而提高其生态系统服务功能。Lugnot等[10]为了证实前研究者们在生物多样性与农业生态系统服务相关性方面的理论研究成果，对法国当地的部分农场主和农场顾问进行了问卷调查，结果表明，农田植被的生物多样性对提高生态系统服务的供给能力有积极影响。

3人类活动、气候变化与生态系统服务

早在1864年，GeorgeMarsh[3]在《人与自然》中就对人类引起的区域气候改变进行了探索。随后许多研究者开始关注这种人为干扰活动，发现这种由于人类活动引起的区域气候改变已经对生物多样性、物种组成和生态系统的服务功能产生了直接影响。例如，气候变暖造成了病虫害分布范围的进一步扩大，杀虫剂的使用数量也随之增加，直接影响到生态系统的服务功能，在这种情况下，Whitehorn等[11]开展了黄蜂蜂群对烟碱类杀虫剂的适应性试验，结果发现自然条件下的杀虫剂剂量对蜂群的增长率和蜂后的产出率均有显著负面效应，而这种效应也对其生态系统服务价值产生了负面影响。Isbell等[12]在草地生态系统中进行了氮营养过剩试验，发现氮肥施加过量后，虽然生态系统的生产力会出现暂时性的提高，但其中的优势C4植物种类会非随机性的显著减少，这说明人类活动对生态系统功能的长期影响在很大程度上将造成生物多样性的下降和群落的重建。Collins[13]认为森林提供了许多社会效益和生态系统服务，例如涵养水源、调节气候、防洪、生态休闲、精神愉悦等，这种生态系统服务的提供和传递有利于保护自然生态系统，增强生态系统的健康度和稳定性，但是气候变暖已经对森林生态系统产生了直接的影响，包括水分循环、物种分布范围、种群大小、生命循环周期、森林生态系统害虫的大面积爆发、外来物种入侵等问题；更重要的是人为活动也对其产生了直接影响，预计到2030年时，美国大约有11%的私有森林土地将被用于盖房，而其私有森林面积占据着全国总森林面积的60%，这种土地利用方式的改变势必会对其生态系统服务功能产生很大的消极影响。

气象学家们则认为人类活动可直接导致二氧化碳及其他温室气体上升，进而引起全球变暖。从IPCC的报告[14]来看，这种变化仍在持续，并且增强了生态系统改变的危险性，影响到水资源、食物供给、生态系统的生产力及其他生态系统服务。Shaw等[15]对气候变化、生态系统服务功能和经济学之间的关系进行了探讨，就气候改变对加利福尼亚生态系统服务功能中2个关键因素（碳固定和自然牲畜饲料生产力）的影响进行了深入研究，发现生态系统服务价值和供给功能会随着气候变化而呈现下降趋势。气候改变对生物多样性和生态系统服务的影响也有积极的一面。例如，二氧化碳浓度的升高能够提高多种植物的生物量，也使一些濒危物种的存活率有所升高[14]。Donohue等[16]在世界各地干旱地区的一项研究发现，1982—2010年，二氧化碳“育肥效应”确实造就了一个渐进的绿化，这也证实了科学家们的推断，即自20世纪80年代初以来，全球范围内绿叶蓬勃发展的卫星数据至少部分源于地球大气中二氧化碳浓度的增加。总的来说，关于气候变化的积极影响现在还寥寥无几，但是不能否定其在某一方面的促进作用，很明显，这将使气候变化、生物多样性及其生态系统服务之间的关系变得更加复杂。尽管就人类活动和气候改变对生态系统服务的影响做了大量的研究。但是，目前关于气候变化如何影响生态系统服务，如何影响人类和经济发展，而经济又如何响应这些改变的理解是不全面的。因为将来存在着太多的不确定性，在这种不确定性的影响下，当面对风险要做出决策时就会缺少对策。因此，关于人类活动、气候改变和生态系统服务之间的影响机制研究还处于初步摸索阶段，还需进一步深入研究。

4生态系统服务功能的价值评估

生态系统服务不仅为人类的生产生活提供必需的生态产品，而且为生命系统提供必需的自然条件和效用，但其重要贡献往往被个人、企业和政府决策者们所忽视。因此开展生态系统服务价值评估对于实现人类的可持续发展具有重要的意义，主要体现在以下几个方面：提高公众在森林和草地对人类福祉的重要性方面的认识；为私有土地者提供一个经济刺激，可持续性的管理好森林；鼓励生态恢复和支持合作性的财政投入；呼吁个人致力于减少自然资源消耗和减少人类活动对生态系统的负面影响。1997年，Coatanza[5]在自然杂志上发表了全球生态系统服务价值为33万亿美元的评论，在环境和生态经济学领域直接引起了讨论，也使其成为生态系统服务价值评估的一个分水岭。这篇文章是全球生态系统服务评估的第1次尝试，作者承认由于其获取的资源和数据有限，考虑还不够全面，例如重叠性的计算，排除了家庭劳力和非正式经济，供给和需求的估计不足，对环境承载力和生态系统中的不可逆损失缺乏考虑，不能够反映社会公平和生态可持续性等。有人对其表示认同，如Daly[18]对这一尝试表示赞同，他认为当缺乏某一个因子时，只能计算它的交换价值，即将自然资产服务（33万亿美元）中缺乏的评估因子作为一个过去已经损失的自然资产中的间接指数；另一方面，有人因其特殊评估方法而表示质疑，如Toman认为这种信息分类最终将误导决策者们，因为它不能让决策者们看到生态系统的改变或生态系统的承载力，Noraggrd等[20]则从交换价值的角度出发，认为这种不考虑地球承载力的评估存在一定的局限性。近年来，许多学者对不同尺度的生态系统服务功能开展了大量的价值评估工作，如Ludwig等对泰国和墨西哥的红树林经济价值进行了评估，发现红树林对于渔业的发展具有重要作用，包括为幼鱼提供栖息场所、营养循环、在风暴中保护等生态功能，红树林一旦消失将直接对经济产生负面影响，后来也有研究者利用这种产品功能评估方法，但是由于数据的缺乏导致这种评估方法失去了真实性。Boyles等在德克萨斯州对蝙蝠压制害虫的服务进行了评估，发现其在美国农业上的经济重要性，估计其产生的经济价值每年约229亿美元。Fisher等[23]对Boyles的经济价值评估方法提出了质疑，认为其忽略了一些变化因素。此外，热带雨林地区和湿地的生态系统服务功能价值评估受到学者们的高度关注，如Godoy等对热带雨林地区的2个村庄中的32户印第安人家庭从森林中获得的食物、手工艺材料和药材等进行了综合消费模式的评估，发现其从森林中获得的益处大概在17.79~23.72美元/hm2；Chiabai等[25]发现热带原始森林的砍伐致使巴西森林生态系统服务功能呈下降趋势。Wang等[26]发现在1980—2000年间三江平原的湿地生态系统服务功能下降了约40%。Engle[27]指出墨西哥湾沿海的湿地生态系统进服务功能呈明显下降趋势等。此外，还有许多学者利用GIS和遥感技术手段对生态系统服务功能进行了评估，取得了一些进展[28-29]。上述这些研究中都强调了产品的经济价值和效益的可持续性，他们所采用的评估方法大都依靠个人的主观判断和经验认识，不少学者基于此对评估方法提出了一系列的假说，如Godoy[30]针对热带森林地区非林产品的可持续性和经济价值的评估提出了6个假说，涉及特殊性、野生动植物在家庭收入上的重要性、森林的机会成本、可持续性、获取价值与物种丰富度、商业化、消耗、驯养和森林砍伐等因素，这些假说的提出将有益于提高评估方法的真实性。

5干旱区生态系统服务功能研究

干旱区成为一个关键的陆地生态系统，对人类来说也是非常重要的。目前全球有超过38%的人口生活在旱区，其中90%的人口都分布发展中国家，这些地区拥有大量的石油、黄金、铜矿、银矿等矿产资源和丰富的生物多样性，可以说其生态系统服务功能不可忽视。近年来学者们对旱区生态系统的功能和生物多样性做了大量的研究。MA荒漠化评估报告[1]对荒漠化、全球气候变化、生物多样性丧失及生态系统服务和人类福祉之间的关系进行了综合而详细的阐述，这些地区由于缺水、超强度利用生态系统服务以及气候变化所导致的生态系统服务供应大量持续的下降，对旱区大量贫困人口在内的数百万人的生计造成影响，而且这种影响要比非旱地区所造成的威胁要大得多。MA的成果有益于改善生态系统的经营管理、稳定并提高生态系统向人类社会提供服务的能力。Maestre等[31]在其评论中提到，随着温度和二氧化碳浓度上升，降水类型和土地利用变化已经成为陆地生态系统改变的重要驱动因素，在旱区也是如此。多项证据显示，到21世纪末时全球温度将上升3℃，这意味着由于气候改变，包括美国西南部、地中海盆地、南非、澳大利亚、南美洲和中国在内的大多数旱区的干旱程度将进一步加剧，这些地区的生物多样性和生态系统服务功能将受到各种影响，由于这个影响过程比较复杂，目前关于气候变化对旱区生态系统服务功能的影响研究还鲜有报道。

6展望

生态系统服务功能研究是一个跨学科的热点领域，由于其复杂性和不确定性，很多评估方法和模式还处于探索阶段；同时，这些学科在相互渗透的过程中，对传统的社会学、经济学等模式造成了较大的冲击，如何在兼顾有形服务和无形服务的基础上，建立一个标准的、完善的评价体系，为决策者们提供参考依据是当前该研究领域急需解决的问题。笔者认为今后有必要在下述方面开展研究工作。

6.1开展基于生态系统服务功能评价的生态学长期定位研究生态学长期定位研究在监测环境改变、自然资源管理和生物多样性保护等领域具有关键作用。在今后的工作中应从以下几个方面开展研究[32]（：1）量化驱使生态系统改变的生态学响应指标（；2）理解复杂的生态系统过程；（3）提供关键生态学数据，以便用于发展理论生态学模式（；4）深入开展跨学科的系统研究。尽管生态学长期定位研究是非常重要的，但是经常由于经费问题而难以保持长期性，笔者认为生态学研究群体应该以加强合作的方式来保持生态学监测的延续性，应该向资源管理者、决策者和公众宣传生态学长期定位研究的益处。