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第1篇：生態系統的直接價值范文

1研究概述

1997年，Costanza等［2］最早較為全面地評估了全球生態系統服務價值。在總結已有研究成果的基礎上，評估了全球15類生物群落17種生態系統服務的價值。然而，由于當時缺少有關荒漠生態系統服務價值的研究，Costanza等［2］估算的全球生態系統服務價值并未將荒漠生態系統囊括在內。該研究在世界范圍內產生了廣泛影響，此后，國外學者［10－13］在生態系統服務價值評估領域開展了許多富有意義的研究，但是他們仍然很少關注荒漠生態系統。僅有少數國外學者對荒漠生態系統服務價值展開研究。其中，Richardson［14］基于已公開出版的研究成果和數據，估算了加利福尼亞荒漠中4個郡的荒地的經濟價值；Kroeger等［15］估算了Mojave荒漠的經濟價值（表1）。這兩份研究不僅評估了荒漠生態系統服務價值，還評估了荒漠的直接使用價值、非使用價值等，并且以直接使用價值評估為主。

值得高興的是，國內有些學者已嘗試著評估荒漠生態系統服務價值。歐陽志云等［4］在評估中國陸地生態系統服務價值時，就估算了荒漠生態系統服務價值。2003年，謝高地等［5］參考Costanza等［2］對全球生態系統服務價值評估的成果，同時綜合對國內200多位生態學專家的問卷調查結果，按照“千年生態系統評估”的生態系統服務分類（供給服務、調節服務、支持服務、文化服務），建立了包括荒漠生態系統在內的中國生態系統單位面積服務價值表。

5年之后，謝高地等［16］基于2006年對國內700多位生態學專業人員的問卷調查結果，進一步完善了中國生態系統單位面積服務價值表。該表的出現激發了國內學者對荒漠生態系統服務價值評估的研究。黃青等［17］對且末綠洲生態系統、張華等［18］對科爾沁沙地生態系統、楊春利等［19］對民勤綠洲生態系統、張飛等［20］對渭干河－庫車河三角綠洲生態系統、馬國軍等［21］對石羊河流域生態系統、柴仲平等［22］對石河子市生態系統、彭建剛等［23］對奇臺綠洲荒漠交錯帶生態系統、岳東霞等［24］對民勤綠洲農田生態系統、喬旭寧等［25］對渭干河流域生態系統、孫慧蘭等［26］對伊犁河草地生態系統的服務價值的評估，都基于這份中國生態系統單位面積服務價值表。

需要說明的是，這份中國生態系統單位面積服務價值表給出的荒漠生態系統服務價值數據適用于全國范圍內整個荒漠生態系統的服務價值評估，但是很可能不適用于特定地區的小范圍的荒漠生態系統，這是因為不同地區在自然條件（如植被、土壤、水文、氣候）和社會經濟條件（如居民收入水平、教育水平、環保意識）等方面通常存在或多或少的差異。因此，在評估小區域的荒漠生態系統服務價值時，就非常有必要根據該地區的實際情況來修正荒漠生態系統單位面積服務價值系數。上述研究［17－26］都是在評估某個具體地區（而不是全國范圍內）的荒漠生態系統服務價值，而且都沒有修正而是直接利用荒漠生態系統單位面積服務價值系數，由此可以推斷，這些研究估算出的荒漠生態系統服務價值必然存在一定的偏差。只有少數學者沒有直接利用這些價值系數，如楊麗雯等［27］對和田河流域天然胡楊林生態服務價值的評估、任鴻昌等［28］對西部地區荒漠生態系統服務價值的評估以及崔向慧［29］對全國荒漠生態系統服務價值的評估。

2研究回顧與評述

在已有研究的基礎上，結合中國荒漠生態系統的實際情況，把荒漠生態系統服務劃分為防風固沙、土壤保育、固碳釋氧、水資源調控、生物多樣性保育、旅游文化6大類。本部分將分別回顧與這6類價值相關的研究，并給出簡要評述。

2.1防風固沙價值

防風固沙是荒漠生態系統提供的最為重要的生態服務，主要表現為荒漠植被降低風沙流動從而減少在農業、工業和交通等方面的風沙損害。在其他生態系統中，防風固沙價值通常包括在土壤保育價值之中。由于防風固沙在荒漠生態系統中顯得尤其重要，因此，在評估荒漠生態系統服務價值時，就有必要把防風固沙價值從土壤保育價值中分離出來單獨估算。一些學者［30－32］對不同荒漠植被的防風固沙效果進行了研究，在植被覆蓋率與風蝕輸沙率之間建立起風蝕輸沙率的定量模型。這些模型的構建與完善，無疑有助于評估荒漠生態系統的防風固沙價值。一般來說，評估防風固沙價值需要首先測算植被固沙量，而植被固沙量則需要借助風蝕輸沙率模型來測算。得出植被固沙量之后，還需要設定土壤層厚度和土壤容重等參數，把植被固沙量轉化為由防風固沙所保護的土地面積。

在核算出防風固沙物質量的基礎上，已有研究主要采用機會成本法、恢復成本法等方法來估算荒漠生態系統的防風固沙價值（表2）。莫宏偉等［33］依據黃富祥等［30］建立的風蝕輸沙率模型，測算了榆陽區北部風沙草灘區林草植被的防風固沙量，并以把沙荒地恢復為農用地的平均成本來估算防風固沙價值，結果表明，該生態系統2003年的防風固沙價值比1998年增加了5．64×106元。韓永偉等［34］采用風蝕流失量模型，測算了黑河下游重要生態功能區2006年防風固沙量為6．296×107t，并以該地區單位面積GDP作為土地的機會成本，估算出避免土地損失的價值為4．5×106元?此外，還有少數學者沒有核算荒漠植被的防風固沙量，而是借用其他物質量指標來評估荒漠生態系統的防風固沙價值。例如，楊麗雯等［27］直接以林地面積作為物質量指標，采用人工固沙法估算了和田河流域天然胡楊林的防風固沙價值為1．433×107元•a－1

2.2土壤保育價值土壤保育是陸地生態系統提供的一項基本生態服務。保育土壤的價值主要體現在3個方面，即保持土壤養分、減輕泥沙淤積和減少廢棄土地［35］。為了評估這些價值，需要先測算生態系統的土壤保持量。已有研究［35－37］主要運用通用土壤流失方程（USLE）來估算潛在土壤侵蝕量（指沒有植被覆蓋和水土保持措施情況下的土壤侵蝕量）和現實土壤侵蝕量，并以二者之差作為生態系統的土壤保持量。在此需要說明的是，荒漠生態系統的土壤保持量與防風固沙量近似相等，而且減少廢棄土地的價值與上述的防風固沙價值類似，為了避免重復計算，就有必要把減少廢棄土地的價值從土壤保育價值中分離出來。

因此，土壤保育價值主要包括荒漠植被減少土壤養分流失的價值和減輕泥沙淤積的價值。在土壤保持量的基礎上，已有研究主要運用機會成本法來評估荒漠生態系統的土壤保育價值（表3）。楊麗雯等［27］以全國化肥平均價格2549元•t－1為價格參數，估算了和田河流域天然胡楊林在減少氮、磷、鉀養分流失方面的價值為4．277×107元•a－1；以全國水庫工程單位庫容成本0．67元•m－3為基礎，估算了在減輕泥沙淤積方面的價值為2.4×106元•a－1。任鴻昌等［28］以相同的化肥價格參數，估算出中國西部荒漠生態系統在固定氮、磷、鉀等營養物質循環中創造的價值分別為1．224×109元•a－1、8×106元•a－1和8．15×108元•a－1。

除了減少土壤養分流失和減輕泥沙淤積以外，荒漠生態系統的土壤保育價值還體現在沙塵化學循環的全球環境增益方面。從全球范圍來看，從荒漠生態系統中吹走的沙塵會影響海洋浮游生物的凈初級生產力、酸雨發生頻率以及區域大氣降水等［38－39］。沙塵增益是荒漠生態系統提供的最為獨特的生態服務，但是，由于缺乏對沙塵化學循環的全球環境影響機理的深入研究，目前仍沒有學者嘗試評估這類生態系統服務的價值。

固碳釋氧價值固碳釋氧屬于生態系統的一種氣體調節服務。

生態系統通過植物光合作用和呼吸作用固定CO2，同時釋放出O2，有利于維持大氣中CO2和O2的動態平衡、減緩溫室效應，以及為人類生存提供最基本條件［40］。已有研究主要首先估算生態系統的凈初級生產力（NPP），再利用光合作用和呼吸作用的反應方程式來推算植被固定CO2和釋放O2的物質量，即植物每生成1g干物質，就可以固定1．63gCO2、釋放1．19gO2。學者們對O2釋放量的核算并不存在異議，但是對CO2固定量的核算范圍持有不同看法。其中，一部分學者［40－41］認為，生態系統的固碳量只包括植被的固碳量；另一部分學者［8，29］則認為，還應該包括土壤的固碳量。

Lal［42］對土壤碳吸收潛力的研究表明，沙漠的土壤碳積累率為0．2t•hm－2•a－1。荒漠生態系統中沙漠化土地面積占比高，因此，在核算整個系統的固碳量時有必要包括土壤的固碳量。與其他生態系統類似，荒漠生態系統固定CO2的價值主要采用碳稅法、造林成本法、人工固定CO2法來評估，釋放O2的價值主要采用工業制氧法、造林成本法來評估（表4）。楊麗雯等［27］運用碳稅法和造林成本法對和田河流域天然胡楊林的固碳價值進行了評估，計算出固定CO2的價值為2.3×107元•a－1，同時運用造林成本法和工業制氧法對釋放O2的價值進行了核算，得出釋放O2的價值為2.4×107元•a－1。任鴻昌等［28］運用碳稅法估算了中國西部地區荒漠生態系統固定CO2的價值為1．9751×1010元•a－1，運用工業制氧法估算出釋放O2的價值為2．1153×1010元•a－1。在此有必要說明兩點：一是這些研究估算出的僅是植被固定CO2的價值，不包括土壤固定CO2的價值；二是相對于固定CO2和釋放O2的物質量核算的精細，相關研究對價格參數的選取則過于粗糙，既沒有對價格參數來源給予必要說明，也沒有進行相應調整。例如，用碳稅法來評估CO2的價值時，已有研究選取的碳稅率多是2000年以前的水平，不但沒有對碳稅率數據的來源進行說明，而且沒有根據價格水平與匯率水平的波動進行調整。近幾年，碳排放權交易的國際市場（如歐盟的BlueNext交易所）已初步建立，利用碳排放權交易的最新動態價格來衡量CO2的價值，能夠更為準確地評估生態系統固定CO2的價值。

2.3水資源調控價值

水資源是荒漠生態系統正常運轉、保持生態平衡的限制性因素，也是荒漠生態系統中能量流動、物質循環的重要載體［43］。荒漠生態系統的水資源調控價值主要表現為植被涵養水源和土壤凝結水。荒漠生態系統中在水資源豐富的地方常有大量植被分布，而植被具有涵養水源的功能，主要表現為攔蓄降水、補充地下水、調節徑流和凈化水質等［44］。由于難以直接核算植被涵養水源的價值，因此，通常采用替代工程法，即把涵養水源功能等效于一個蓄水工程，該工程的修建成本就是涵養水源的價值［45］。利用替代工程法評估水源涵養價值需要先估算水源涵養量。常運用水量平衡法來估算水源涵養量，也可根據土壤蓄水能力和區域徑流量來估算［41］。楊麗雯等［27］采用水量平衡法估算了和田河流域天然胡楊林生態系統水源涵養量為5．548×107m3，再運用替代工程法評估出涵養水源的價值為2.72×106元•a－1。

在荒漠地區，土壤凝結水是非常重要的水資源，具有顯著的生態作用，是維持沙地表土和沙丘穩定的重要因素，是維系荒漠生態系統中主要食物鏈的水分來源，起到減少土壤蒸發損失的重要作用［46－48］。由于中國對荒漠地區凝結水的研究還處于起步階段［49］，目前國內學者在評估荒漠生態系統服務價值時并沒有考慮土壤凝結水的價值。隨著對荒漠生態系統中土壤凝結水重要性的認識日益加深以及測量方法的不斷完善，必然需要把土壤凝結水的價值納入荒漠生態系統的水資源調控價值之中。

2.4生物多樣性保育價值

生物多樣性是指生物和其組成的系統的總體多樣性和變異性，主要包括遺傳多樣性（或基因多樣性）、物種多樣性和生態系統多樣性3個層次。與其他環境資源一樣，生物多樣性的價值主要包括使用價值和非使用價值兩方面，其中，使用價值由直接使用價值和間接使用價值組成，非使用價值由選擇價值、遺產價值和存在價值組成［50］。生物多樣性的價值由“功能”維（生物多樣性的功能）、“感知領域”維（人類對生物多樣性的感知）和“存在狀態”維（生物多樣性的存在狀況）構成［51］。針對不同的價值需要運用不同的評估方法，具體來說，對生物多樣性的使用價值多采用直接市場評價法，而對非使用價值多采用模擬市場法（如意愿評估法）。由于生態系統生物多樣性的復雜性，難以對生物多樣性的價值進行較全面的評估，已有研究大多采用意愿評估法從整體上大體估算生物多樣性的非使用價值［52－53］，很少有學者基于具體物種的價值來核算生物多樣性價值。

有關荒漠生態系統生物多樣性價值評估的研究較少。

Richardson［14］在估算加利福尼亞州荒漠的經濟價值時，沒有直接估算該地區的生物多樣性價值，而是以稀有物種的存在狀況（稀少的、受威脅的、瀕于滅絕的）來間接反映生物多樣性價值。楊麗雯等［27］在評估和田河流域天然胡楊林的生態服務價值時，從動物棲息地、增加生物多樣性、生物控制3個方面估算了該生態系統的生物多樣性價值為1．64×108元。可見，為了評估荒漠生態系統的生物多樣性保育價值，還需要深入研究荒漠生態系統中代表性物種（特別是稀有野生動植物）的價值。

2.5旅游文化價值

荒漠生態系統的旅游文化服務是指為人們提供游憩、娛樂和文化欣賞及交流的場所，從而使人增長知識、消除疲勞、愉悅身心、認知文化。旅游文化價值評估的代表性方法有費用支出法、旅行費用法和意愿評估法。費用支出法是一種實用的、基礎的旅游文化價值核算方法，主要以游客的各種旅游費用支出的總和作為旅游文化的價值。旅行費用法是目前國際上主流的旅游文化價值的核算方法，有些學者就采用旅行費用法對荒漠地區的旅游資源開展了評估。運用旅行費用法，郭劍英等［54］評估出敦煌旅游資源2001年的國內旅游價值為7．896×108元；呂君等［55］估算出內蒙古四子王旗草原生態系統的旅游價值為6．412×107元，是其旅游統計收入的12．27倍。也有學者運用意愿評估法來評價荒漠地區的旅游資源，如郭劍英等［56］運用該法估算出敦煌旅游資源2020年的非使用價值為1．2×107元。此外，吳月等［57］運用層次分析法綜合評價了阿拉善騰格里沙漠地質公園的旅游資源。

3存在問題與建議

荒漠生態系統提供的生態服務種類多樣，把荒漠生態系統服務主要分為防風固沙、土壤保育、水資源調控、固碳釋氧、生物多樣保育、旅游文化6類，并在此基礎上梳理與評述了相關文獻，發現已有研究至少存在以下幾個問題，需要進一步研究。

1）生態系統服務價值評估中荒漠生態系統沒有得到足夠重視，而且多數研究習慣于套用相同的評價指標與價格參數應用在自然條件和社會經濟條件存在顯著差異的地區。已有研究對森林、草地、耕地和水域等生態系統的服務價值進行了深入探討，卻很少關注荒漠生態系統的服務價值。雖然國內學者［5，16］建立了全國荒漠生態系統單位面積服務價值表，但是表中參數很可能不適用于小區域的荒漠生態系統服務價值評估。由于不同地區的自然條件和社會經濟條件通常存在差異，而且荒漠生態系統自身也在不斷演變，因此，針對特定地區開展小區域的荒漠生態系統服務價值評估就顯得很有必要。

第2篇：生態系統的直接價值范文

關鍵詞：持續發展；生態系統；企業；生態戰略

中圖分類號：F124.5文獻標志碼：A文章編號：1673-291X（2011）03-0020-04

廣義的生態學是研究生物之間和生物與其環境之間相互作用的科學，以達到環境的保護和人類可持續發展的目的。近年來，運用生態理論來研究企業中的經營管理問題越來越被理論界和學術界所認可。目前，對企業生態學的研究可分為企業個體生態學和企業生態系統生態學兩方面。從企業個體生態學的角度來看，企業可以被看做為一種特殊的生命體，它具有與生物高度相似的成長性、競爭性、環境適應性等特點。它具有與自然生命體相似的發育、成長、衰老和死亡的生命周期，也需要與外界進行物質、能量的交換。因此，生態學的理論與方法為研究企業成長問題提供了一種新的視角。

隨著經濟全球化的發展，企業間的競爭方式和范圍已經超越了產品、行業。企業的生存與發展不僅取決于其本身，還受到它所處的生態環境的影響。因此，企業生態系統生態學是站在宏觀的角度，以整個企業生態系統為中心，研究企業之間、企業與環境之間的相互作用。

這種競爭方式的轉變對企業產生了深刻的影響。企業的成功與否將會在很大程度上依賴于他所從屬的生態系統。因此，企業在制定戰略時，不僅要分析自身的資源、能力，更要從其所屬的生態系統的視角出發，制定相應的戰略。傳統的戰略理論在目前這樣的動態競爭環境中顯得捉襟見肘，而基于生態理論的企業戰略研究將會為企業制定戰略提供嶄新的視角。因此，運用生態理論研究企業間相互關系，有助于企業領導者正確制定企業成長戰略，在競爭中立于不敗之地。同時，也有利于對未來產業發展等領域的問題進行預測，為政府制定產業政策提供理論依據。

一、企業生態系統的要素

企業生態系統通過顧客需求將位于不同生態位的企業聯合起來，創造價值。眾多的企業在技術、資金、運作方面相互協作，形成一個價值共享的統一體。企業生態系統的一個重要因素是市場空間，它促使人們將設想通過技術進步加以實現。當市場中有了需求并被認可，再加上核心企業的推動，那么就會有更多的企業參與到這項事業中。

在企業生態系統中，每個企業的角色是不同的。揚西蒂和萊維恩把公司分為網絡核心型、坐收其利型、支配主宰型、縫隙型四種類型。他認為網絡核心型企業能夠推動企業生態系統的健康運行，網絡核心型企業提供了關鍵的平臺，為生態系統創造價值并與其他成員共享價值；坐收其利型和支配主宰型通常不會促進系統的健康發展；而縫隙型企業數量眾多，主要是依附于網絡核心型企業的企業。

核心企業與縫隙型企業在資金、技術、運作等方面相互協作，共同創造價值。但是，縫隙型企業與核心企業在生態系統內的作用是不同的。縫隙型企業需要依附于核心企業。縫隙型企業與核心企業的劃分也是相對而言的，在某一個局部，某一個縫隙型企業也有可能處于核心地位。因此，在企業生態系統內，核心企業與縫隙型企業之間形成了一種網狀結構，共同滿足市場需求。同時，與傳統觀念不同的是，在企業生態系統中，顧客不再被當做企業之外的因素，而成為了整個系統的一部分，其結構圖（如下頁圖1所示）。

二、生態系統視角的企業戰略分析

莫爾的生態系統戰略是在以前戰略理論的基礎上，同時又結合了新的時代特點而產生的，因此它與以前的理論聯系密切，同時又有不同之處。

第一，它將制定戰略所需考慮的環境擴大了。制定戰略不是僅僅從企業自身來考慮，而是從企業所在的企業生態系統的高度來考慮。企業所在的生態系統是否健康、競爭力如何、如何發展壯大在企業制定戰略時顯得更為重要。

第二，戰略從關注企業自身的成長轉變為關注企業所在的企業生態系統的成長和企業在生態系統中的地位的變化。正所謂皮之不存，毛將焉附，企業的命運與之所處的生態系統的命運休戚相關。企業要想生存，必須在生態系統中占據一定的生態位，確保別的企業的觸角不會伸向自己的領域；企業要想壯大，則要努力成為生態系統中或者局部的生態系統中的核心企業。

第三，企業的績效不僅僅取決于企業內部管理的好壞和行業平均利潤，而是生態系統和其內部各成員關系的函數[1]。

第四，企業間的競爭由直接變為間接；合作逐步取代競爭。以往的單個企業和單個企業的競爭轉變為生態系統和生態系統的競爭。這樣，競爭從直接的競爭轉變為相對間接的競爭。而在企業生態系統的內部，雖然各成員之間會競爭，爭奪核心企業的位置，但是，他們之間的關系更多的是合作。企業生態系統之所以能存在是因為大家為了同一個目標而緊密地聯系起來，共同滿足客戶的需求。

第五，戰略的制定從基于產品或服務的競爭，演變為在此基礎上的標準與規則的競爭[2]。

第六，從關注企業自身的資源到整合企業可以利用的資源。從古典戰略理論學派直至資源學派，都是關注企業自身所擁有的資源。但是到了生態理論戰略，由于企業間組成了生態系統，企業相互協作，因此企業不但可以利用自己的資源，還能夠整合生態系統內其他企業的資源，從而創造更多的價值。

綜上所述，基于生態理論的戰略與以往戰略理論的不同（如下表所示）。

以上的不同也決定了企業的組織結構的變化。企業生態系統比傳統的組織更能夠以顧客為導向。企業生態系統中顧客的喜好就好比是陽光。正如植物具有向陽性，企業生態系統則跟著顧客的需求走[3]。傳統的組織中，零售商最先知道市場的情況，然后傳遞給分銷商，再傳遞給制造商。當然由于市場的競爭，會有競爭者取代反應滯后的公司，但是這個過程漫長、無法直接傳遞到位。但是企業生態系統是一種扁平化的組織，通過建立界面和平臺把它的參與者和顧客集合在一起，可以直接和顧客對話，知道顧客需要什么，什么應該被創造出來。同時，企業生態系統具有源源不斷的創新的源泉和動力。企業生態系統和以前的組織形式不同，還在于它是一個開放的組織。以往的組織，戰略聯盟也好，供應鏈也好，都是一個相對封閉的組織。公司之間通過長期的合作形成對于彼此的信任，形成一個相對穩定的合作關系，從而形成一種相對穩定的組織。但是，企業生態組織是開放的組織。它隨時歡迎新的參與者加入，它的大門隨時向有志于從事這項事業的人或者組織打開。因此，這保證了企業生態系統能不斷地創新，而價值正是來自于生態系統中不斷的創新和進步。

三、基于生態系統的企業戰略

以上對于生態系統戰略的形成、結構、特點等進行了分析，那么在實際中，如何運用這種戰略應對競爭？基于生態系統的企業戰略分析框架是什么？針對這個問題，結合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生態系統的企業戰略分析模型。此模型圍繞四方面分析：（1）分析現有的價值理念能否滿足市場需求？（2）評估系統風險，包括依賴風險和整合風險。（3）創建價值創新和共享機制。企業的生態系統本質上來說也是一條由各個節點組成的價值鏈。（4）不斷進行績效評價，審視價值理念、系統風險、競爭優勢是否發生變化，并根據變化情況重構生態系統或選擇新的系統。模型（如圖2所示）。

（一）核心企業戰略

基于生態系統的企業戰略模型分為了上下兩部分，主要是因為核心企業和縫隙型企業在企業生態系統中的戰略訴求是不同的。核心企業是企業生態系統的推動力量，他主要負責建立整個系統的價值共享機制、價值創新、整合資源，確保生態系統的競爭力和健康運行。而縫隙型企業則主要關注自己在生態系統中所處的位置，并保持自己的相對優勢，參與價值創造的過程，同時在生態系統無法有效運行時，退出此生態系統，轉而投向更具有競爭力的企業生態系統。對于核心企業而言：

1.分析現有的價值理念能否滿足市場需求。所謂價值理念也就是用簡潔的、概括的語言對將來生活的一種設想或想象。價值理念的革新來自于新的思想或者新的科技。正是價值理念的革新創造了新的需求，而新的需求是推動企業生態系統成長壯大的原始力量。當現有的價值理念沒有改變，同時現有的價值創造和共享機制依然有效時，則可以鞏固現有的生態系統，否則就需要重組企業生態系統。

2.評估系統風險。羅恩?阿納德指出，一項技術在市場中能否成功，不僅僅取決于這個項目或技術本身，在很大程度上取決于外部的條件。這個外部的條件包括依賴風險和整合風險[4]。在生態系統中尋找符合本企業特點和條件的生態位。所謂依賴風險是指與配套的產品創新者進行協調的不確定性。所謂整合風險是指創新在價值鏈的周期所帶來的不確定性。也許你將本企業的開發周期縮短了，但是價值鏈上的其他周期時間延長了，也可能導致整體時間的延長，從而使得預期的目標無法實現。

3.建立價值共享機制。新的價值理念可行，同時系統風險也可以預測和控制，那么就可以吸引參與者的加入，但是能否留住這些參與者，并建立起網絡關系，就需要靠價值共享機制。通過壓榨其他企業的利益而攫取價值鏈上的大部分利益對企業來說是一個短視的行為。

（二）縫隙型企業戰略

對于縫隙型企業來說，他們通過評價核心企業所建立的企業生態系統的競爭力，同時結合自身的能力來確定是否加入到此生態系統中。如果加入，在生態系統中處于何種位置？選擇何種生態位？建立什么樣的網絡關系？在此基礎上，確定企業的戰略目標并執行戰略目標。通過對績效評價來進行反饋。如果生態系統依然有效，但是企業的優勢逐漸喪失或者生態位逐漸被侵占時，企業則需要提高自身的能力，繼續尋找合適的生態位。如果企業生態系統的活力或者價值漸漸喪失，那么企業就應該決定是否退出此生態系統，而轉向更具有競爭力的生態系統。當然，在這個過程中，核心企業創建價值共享機制，縫隙型企業也不是被動接受的，他們也會參與到價值共享機制的創建和改善中去。

四、小結

競爭環境的變化正在對企業的競爭方式產生深刻的影響，而競爭方式的轉變正在影響著企業的戰略制定。從企業生態系統的視角分析戰略正在拓展和超越傳統的戰略分析框架。本文提出了基于生態系統的企業戰略模型，該模型圍繞分析現有的價值理念能否滿足市場需求；評估系統風險，包括依賴風險和整合風險；創建價值創新和共享機制；不斷進行績效評價四方面進行分析，并針對核心企業和縫隙型企業的不同戰略訴求進行了區分。

參考文獻:

[1]A.D.Aveni，Veliyath，Rajaram.Hypercompetition:Managing the Dynamics of Strategic Maneuvering.Academy of Management Review，1996，(1):291-294.

[2]李玉瓊.網絡環境下企業生態系統的形成機理探析[J].改革與戰略，2007，(8):132-135.

[3]J.E Moore.Business Ecosystems and the View from the Firm.The Antirust Bulletin.Spring 2006，(1):61-63.

第3篇：生態系統的直接價值范文

論文摘要：伴隨著經濟增長和工業化，人類付出了巨大的生態代價，以往較為豐富的生態資本變得日益稀缺，阻礙著經濟的發展速度。因此，各國紛紛提出可持續發展戰略，希望由此擺脫傳統經濟增長模式。進行生態資本價值核算，構建綠色國民經濟核算指標體系，其目的就是使人們正確地看待經濟增長成本，注意經濟增長質量，實現社會經濟持續發展。

現有的國民經濟核算體系只注意到了對社會經濟的正面效應，沒有反映負面效應所造成的影響，從而使得我國社會經濟發展陷入到一個環境惡化、資源缺乏、生態失衡和不可持續發展的困境之中。因此，改革現有的國民經濟核算體系，對資源環境進行核算，走“綠色發展”道路，是實現我國社會經濟持續發展的唯一選擇。

經濟活動離不開物質資本、人力資本和生態資本三者共同作用。“綠色發展”就是以“綠色GDP”為發展目標，從現行的GDP中扣除資源環境成本和對資源環境的保護服務費用，在保障生態資本可持續發展的前提下，更多地以人力資本代替資源資本和環境資本，提高物質和能源的使用效率，使經濟增長方式轉變為低能耗、低污染。

1生態資本內涵

1．1生態資本定義

生態資本是相對人力資本和物質資本(實物資本與金融資本)而言的，表現為生態系統所有的資源生態潛力、環境自凈能力、生態環境質量和生態系統對人類的整體有用性等生態質量因素的總和，是具有生態價值的資本。生態資本按空間構成關系可分為三類：(1)地質資本，包括礦物資源和化石資源；(2)地理資本，包括土壤資源、水力資源、氣候資源和生物資源；(3)星際資本，包括光能和風能。而應納入生態資本價值核算體系的只包括地質資本和地理資本這兩種數量有限的資源。

1．2生態資本的特征

生態資本作為參與經濟活動的要素之一，同物質資本和人力資本一樣，生態資本的特征也具有二重性：一是具有生態資本的本質屬性，具有自然生態功能，遵循自然生態規律，表現為生態資本的使用價值；二是具有資本的共同屬性，即以保值增值為目的，遵循市場供求與競爭規律，表現為生態資本的價值。

但是，生態資本不同于物質資本和人力資本，生態資本具備其它資本所不具有的特征：(1)整體增值性。資本的目標是價值最大化或盈利最大化，由于生態資本受到生態系統整體性的制約，保持生態系統內各因子的平衡協調，是實現生態系統整體價值最大化或盈利最大化的前提；(2)長期受益性。通過合理利用生態資本，其使用價值與價值將不會永久喪失。并且，可再生資源還能依靠其自生的累積性，使生態資本自動增值，帶來長期的經濟效益與生態效益；(3)雙重競爭性。生態系統各因子是在相互制約與相互促進中得到發展的，遵循共生、相生相克等自然生態競爭規律；同時，生態資本又與物質資本、人力資本等存在著市場競爭，遵循市場競爭規律；(4)開放性與融合性。生態資本既具有生態環境系統的開放性與多樣性，又具有一般資本的融合性與擴張性，生態資本經營可以采用產權主體多元化、利益共同體等方式；(5)極值性。生態資本能夠承載人類生存與經濟發展對生態系統經濟功能的需求，但是，生態資本對人類的需求并不是無限滿足的，其承載力具有一定的極值，超過極值進行開發和利用，將會導致資源環境的退化；(6)不動性與逃逸性。生態資本既具有資源環境的空間固定性，又具有一般資本規避風險的逃逸性。低回報率的生態資本會轉移地域或變換形態，流動到回報率較高的領域，引起生態資本的資本功能性逃逸；(7)替代性與轉化性。在一定條件下，生態資本與物質資本、人力資本之間能夠相互替代或相互轉化；(8)空間分布的不均勻性和嚴格的區域性。不同區域的生態系統的組合和匹配都不一樣，而“因地制宜”是合理使用生態資本的一項基本原則。

2生態資本價值理論

生態系統依照其是否凝結人的勞動可分為人工生態系統和自然生態系統。我國目前的經濟價值核算體系不對自然生態系統進行價值核算，導致生態資本價值被低估和人類對資源環境需求的過度膨脹，從而造成生態系統的嚴重失衡。自然生態系統是否具有價值在理論上還沒有形成統一的認識，勞動價值理論、效用價值理論、要素價值理論和供求價值理論等主要價值理論都對此有著不同的認識。

2．1勞動價值理論

勞動價值理論是以馬克思的勞動價值理論為基礎，廣泛地應用于價值的確認和計量中。勞動價值理論認為勞動是衡量物品是否具有價值的唯一標準。如果生態資本具有價值，該價值就是物化在資源和環境中的社會必要勞動時間，人們的抽象勞動與生態系統相結合，生態系統就具有價值；相反，當某一生態系統中的資源和環境沒有投入抽象勞動時，該生態系統也就不具有價值。而生態資本的價值是由生產這種生態資本的社會平均勞動時間所決定的。

在實際中，不管人們是否承認沒有投入人類勞動的自然生態系統是否具有價值，該生態系統都是客觀存在的，發揮著具體的生態服務功能。隨著我國社會主義市場經濟理論研究的深化，沒有投入勞動的生態系統或部分投入勞動的生態系統同樣具有價值的觀點已逐漸被人們所接受。但是，勞動價值理論在生態資本價值計量方面存在著困難。

2．2效用價值理論

效用價值論認為價值就是人們對物品效用的感覺和評價，效用是價值的源泉。自然生態系統能滿足人類生存發展需求，具有價值。但是，效用價值理論具有較強的主觀隨意性，它僅能為生態系統的存在價值、選擇價值的確定和計量提供可行的方案。

2．3要素價值理論

要素價值理論認為自然生態系統等非勞動要素與勞動要素一樣共同創造價值并參與到價值分配中，所以自然生態系統同樣也具有價值。但是要素價值理論模糊了勞動創造價值這一科學定義。

2．4供求價值理論

供求價值理論認為有需求的東西就具有價格，供求決定價值，供求關系是價值規律的內涵。該理論認為自然生態系統是社會經濟發展中稀缺的資源，通過市場可使得其價值能夠充分得以體現，在價值確認和計量上具有可行性。

總的來說，自然生態系統也具有價值，并且與人工生態系統一起組成生態資本，參與到價值創造的經濟活動中去。

3生態資本價值核算方法

現在越來越多的國家和國際組織將資源和環境納入國民經濟核算體系，建立了一套資源環境與經濟一體化核算體系(SEEA)。該體系能準確地表現資源和環境在整個國民經濟活動中所起的作用，并以最簡明的經濟指標反映可持續發展的本質。SEEA核算法通過把資源和環境賬戶作為SNA(國民經濟核算賬戶體系)的衛星賬戶，然后與核心賬戶(貨幣型賬戶)對接形成一體化核算。由于資源和環境是物質型賬戶，需要先將環境賬戶和資源賬戶轉換為貨幣型賬戶。目前生態資本價值的核算方法有以下六種。

3．1補償價值法

補償價值法根據勞動價值理論，認為凝結抽象勞動后的資源環境具有價值，從補償角度看生態資本價值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分別為補償、保護與建設某項資源環境所投入的物化勞動價值、活勞動價值和活動動創造的剩余價值。該法以實際投入的補償支出計量資源環境的兩大價值，應用了歷史成本屬性，可靠性較高但相關性不足。同時，沒有收入勞動的資源環境與少量投入勞動的資源環境同樣也具有價值的觀點已經逐漸被人們所接受，對這部分資源與環境不進行計量的話，資源環境總價值易被低估，造成資源環境的濫用。因此，補償價值法主要適用于資源環境補償增值的計量。

3．2總經濟價值法

總經濟價值法根據效用價值理論，將資源環境價值(TEV)按效用不同分為兩大類：使用價值(uv)和非使用價值(NUV，又稱存在價值)；又將UV細分為直接使用價值(DUV)、間接使用價值(IUV)與選擇價值(OV)。其計量關系為：

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

式中，DUV是指資源環境直接滿足人們生產和消費需要的價值，表現為物質功能，可直接根據市場價值法計量；IUV不直接進入生產和消費過程，但可為生產和消費創造必要條件，表現為環境容量和舒適，可采用生產函數法、損失規避法、預防支出法等計量；OV是人們愿意保護現有資源環境以備未來使用的支付意愿，相當于消費者為一項未使用的資源環境所愿意支付的保險金，表現為資源環境的自行維持功能；NUV為人類對資源環境的永久享用價值與資源環境潛在功能價值的合理評估。目前DUV與IUV可應用于歷史成本、現行市價等屬性進行直接或間接計量，比較可靠；OV與NUV均僅能采用價值評估法進行計量，計量的主觀性強，可靠性低。因此，企業在進行資源環境價值核算時，只要同時符合可定義性、可靠性與相關性要求，企業就應將其擁有的或控制的資源環境確認為自然資產，并同時確認相應的生態資本。

3．3租金或預期收益資本化法

租金或預期收益資本化法根據地租理論和財務管理理論，將預期的資源環境在未來一定年限內產生的兩大價值(即預期的租金或收益)按社會貼現率折現后的現值作為資源環境價值。其計量公式為：

V=V1+V2

V1=qRo／r

V2=A(1+K)／(nQ)

式中，V為資源環境價值；V1、V2分別為資源環境的商品價值與服務價值；Ro為基本地租或基本租金；r為地租率或平均利息率；q為資源等級系數；A為投入總額；Q為受益資源總量；n為受益年限；K為資金利潤率。該法應用了未來現金流量現值屬性，可較為準確地反映資源環境的未來經濟利益。租金或預期收益資本法主要適用于融資租人、借人資源環境的價值計量。3．4邊際機會成本法(MOC)

邊際機會成本法基于效用價值理論，該理論認為任何經濟活動的成本代價不僅包括對生產各個要素的消耗，而且也包括由于外部不經濟行為對生態系統所造成的代價。因此，理論上任何資源環境產品的價格P等于其邊際機會成本(MOC)，MOC又等于資源環境產品的邊際生產成本(MPC)、邊際資源耗竭成本(MUC)與邊際環境成本(MEC)之和。即：

P=MOC＝MPC+MUC+MEC

生態資本價值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．

式中，MPC常用生態價格定價法或影子價格法計算，較為準確、簡便；P為資源環境產品的現行市價。該法主要適用于生產性資源環境價值的核算。

3．5總和價值法

該理論認為生態資本價值核算方法應該從馬克思價值理論的全部論述中去尋找結果。這部分學者認為，生態資本價值不單單是指直接投入其中的人的勞動價值，還包括生物有機體的所有權和使用權的價格，以及生態系統服務地租。也就是說，生態資本的價值等于人類直接投入的勞動、生物有機體的使用價值與所有權價值和生態系統服務級差地租之和。投人生態系統的人的勞動包括投入人工生態系統的勞動和維護自然生態系統的勞動，是抽象的一般社會必要勞動；生態有機體的使用價格實際上是生態系統服務所有權與使用權轉移的貨幣表現，它是經濟所有權存在，生態系統被所有者控制，生態系統因所有權規律而產生一種現象，即當社會需要交換資源環境時，生態系統由于有用性而獲得價格；生態系統服務級差地租是生態系統服務的差別為基礎的地租。

3．6替代價值法

替代價值法根據效用價值論，將不能直接進行價值計量的資源環境，按其各項主要功能分別選用合理的計量方法進行功能替代，計算各項功能的價值，將總價值視為資源環境價值。替代價值法主要有較為可靠的市場價值法、旅行費用法，以及主觀性較強、可靠性較低的調查評價法、支付意愿法等。它主要適用于計量資源環境的服務價值，應用時應優先選用較為可靠的替代方法。新晨

4生態資本價值核算與可持續發展

經濟理論認為，能夠帶來收益的東西稱為資本。生態系統，無論是天然的生態系統還是已投入了人類抽象勞動的人工生態系統都可以為人類帶來巨大的社會財富。按照資本能帶來收益和財富的概念以及生態系統為人類帶來巨大收益和財富的事實，生態系統無疑是資本。但是，長期以來我國都沒有對這種資本進行行之有效的管理，經濟發展也為之付出了巨大的資源和環境代價，經濟發展帶來的好處并不明顯。所以，加強生態資本管理，制止生態系統耗減和質量下降的趨勢。通過技術進步、資源利用和環境改善，限制不合理的經濟增長計劃，適度地開發和利用資源環境，加強生態系統的管理已成為當務之急。但是，其中最為重要的是進行生態資本的價值核算，準確評估經濟活動造成的資源浪費和環境退化數量，事前分析不同經濟政策對資源和環境造成的影響，以便決策，從而構建一套能夠提供可持續經濟增長趨勢和經濟預警信號的綠色國民經濟核算指標體系，實現可持續發展。

4．1進行經濟體制改革是實現可持續發展的基礎

生態系統對社會經濟的貢獻有公共品或準公共品的屬性，長期以來，資源環境的產權很難界定清楚或產權得不到保障。眾多微觀個體構成的群體共同擁有、享用資源環境，對于占用或利用資源環境的利益相關者來說，這些生態系統產品具有稀缺性，對于構成這些群體的個體來說，由于權益分別、交換的代價遠遠大于它們獲得收益，人們更樂于作為免費搭車者，而不愿為享受生態系統付出代價。因此使用者感受不到生態系統的稀缺性，價格機制不能刺激使用者保護生態系統。市場機制的引入，由于使用者已經逐漸意識到生態系統潛在或實際的短缺，價格得到顯著的提高，從而強烈刺激使用者投入資金保證生態系統的可持續性。通過經濟體制的改革，建立現代化企業制度，可為經濟綠色發展奠定基礎。

4．2調整和優化產業結構是實現可持續發展的途徑

長期以來生態系統與經濟發展之間存在著尖銳的矛盾。但是，20世紀末興起的知識經濟為經濟的發展開辟了新的途徑，經濟的發展的主要源泉不再是勞動力、資本或原材料，世界經濟的增長也從增加投入型變為知識和技術進步型。我國已經確定了可持續發展戰略，將調整和優化產業結構，建立一套綠色資源環保型社會經濟發展體系，走持續發展道路。

4．3生態系統與經濟發展共同決策是實現可持續發展的條件

伴隨著經濟增長和工業化，人類付出了巨大的生態代價，以往較為豐富的生態資本變得日益稀缺，嚴重阻礙了經濟的發展。因此，各國紛紛提出可持續發展戰略，希望由此擺脫傳統經濟增長模式。現在，各國在進行政府決策時，更多的是將生態系統與經濟發展作為一個整體考慮，進行資源環境核算，使人們正確地看待經濟增長成本，注重經濟增長質量。

4．4健全相關法制建設是實現可持續發展的保障

第4篇：生態系統的直接價值范文

關鍵詞 生態服務功能;生態補償;人類中心主義;大地倫理

中圖分類號 X17.1 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104(2009)06-0017-06

工業化在世界范圍內的快速升級導致全球生態環境遭遇了前所未有的劇烈破壞,人類唯一的家園地球正在經歷著巨大的變遷。在人類切身利益的壓制下,環境保護也越來越受到國際社會的重視,人類經濟社會行為與自然環境和生態系統的關系也就成為世界各國政府、科研機構、專家學者長期以來共同關注的熱點。生態系統服務功能與生態補償一直是該熱點中的關鍵詞。目前,國內外在生態系統服務功能領域和生態補償領域的相關研究已經取得了較為豐碩的成果,但就二者關系而言,相關研究只是模糊的認同,并未見相關論著對二者關系在理論上進行明確的闡述。明確生態系統服務功能和生態補償的關系,對生態系統服務功能評價體系的完善、生態補償理論的完善,以及社會科學發展與生態系統可持續發展理論體系的構建均具有基礎性的理論意義。英國生態學家Tansley于1935年首先將生態系統(ecosystem)定義為在一定的空間內生物成分和非生物成分通過物質循環和能量流動相互作用、相互依存而構成的一個生態學功能單位。在太陽能的補償下,生態系統內部具有自我調節能力,維持著相對穩定性,并且隨著能量流動、物質循環實現了從簡單到復雜的發育過程。作為高度智慧的生物,人類生存在生態系統之中,最大程度地享受著生態系統的施予。生態系統服務功能即是基于此而提出:生態系統與生態過程所形成的、維持人類生存的自然環境條件及其效用[1]。可見,“人類”是生態系統服務功能的“核心”。生態系統經過人類不斷地開發、改造、利用之后,其穩定性、完整性,以及自我調節能力受到了干擾,必然地在負面或正面影響到了人類的生存,人類為了調整對生態系統服務功能的干擾,實施了生態補償,即從利用資源所得到的經濟收益中提取一部分資金,以物質和能量的方式歸還生態系統,以維持生態系統的物質、能量,輸入、輸出的動態平衡[2]。

1 博弈之源:人類中心主義與大地倫理說

生態服務系統和生態補償是一對矛盾,在不斷地博弈中發展,而這對矛盾的根源在于傳統的倫理學價值觀。

1.1 人類中心主義:對生態服務系統無休止的掠奪

自人類誕生以來,人類就以萬物之尊的地位自居,一種非科學的價值觀――人類中心主義充當著人類倫理觀念的基礎。人類中心主義認為,人類因擁有生命和理性而成為宇宙中具有最高價值的存在物,是整個世界的最終目的和事實中心,并據此確立起人類與自然之間權利和義務的基本關系[3]。人類中心主義分為經濟和非經濟人類中心主義。前者以市場行為和成本效益分析為特征,它認為雖然每個人將自己利益置于其他利益之上非常自私,但不存在其他的立場與大多數人真正的思考與行為方式相一致;同時,資源稀缺是人類生存的顯著特征,資源總是無法滿足人類有形和無形的欲望。成本效益分析傾向于選擇商品與服務貨幣價值最大化,為將富人的需求置于窮人的需求之上提供了倫理學依據;又將所有事物包括人的生命都置于融資條件下的貨幣價值計算中,使后代人的利益在經濟人類中心主義倫理的視域中沒有分量。相反,后者則以對人類幸福的專注為特色,拒斥經濟人類中心主義倫理,沖擊了社會的人權、平等、公正等價值準則。但在私有財產權是最重要的權力的政治體制和私人逐利最大化是最重要的動力機制的社會中,非經濟人類中心主義倫理在實踐中顯得疲軟乏力[4]。不能否認,人類中心主義曾在物質基礎上推動了人類歷史的快速發展,然而,它所起到的負面影響更為突出。正是它對人類主體性的張揚,使人類破壞自然的野心高漲,環境持續惡化。尤其是進入工業化時代以來,科學技術的進步給人類以更大的能力、興趣和勇氣去改造自然,最大程度地將人類自私的心態和征服自然的野心融合到一起,對生態服務系統進行無休止掠奪,造成了對自然環境的劇烈破壞,直到產生了生態危機,進而影響到了人類自身的生存。

1.2 大地倫理:生態補償的換位思考

人類自身的行為觸動了自身的利益,在對人類中心主義的反思中,美國環境倫理學大師奧爾多•利奧波德[5]于1920年代創立了大地倫理。大地倫理認為,人類倫理觀的發展具有三個層次,人與人之間的倫理、人與社會之間的倫理、人與大地共同體的倫理,把道德權利擴展到動物、植物、土壤、水域和其他自然界的實體即大地共同體。與人類一樣,大地共同體應該被看作活的生命,具有自然狀態中持續存在的權利。人在自然界的恰當地位,不是一個征服者,也不是一個根據個人利益或經濟利己主義作出有關環境決定的經濟企業主,而應當是大地共同體中的一個好公民。在人與生態系統的關系上,大地倫理以對生態系統的責任和感情替代了對生態系統的征服與掠奪。半個世紀以來,大地倫理已經從最初“理想主義”的“冠名”下,確立了一種新的文化價值理念,為可持續發展戰略提供了哲學理論基礎,也為法律的生態化提供了倫理學依據,使環境保護和生態補償理念與實踐得以在全世界普及。

2 生態系統服務功能與生態補償內涵解構

2.1 生態系統服務功能的解構

學者對生態系統服務功能的進行了多種定義,盡管表述不同,但實質內容主要是使人類本身及其社會經濟系統直接或間接從生態系統和生態過程中得到利益的服務功能。解構生態系統服務功能需要認識到是什么、為什么服務、如何服務、服務什么、服務多少的問題,第一,即生態系統服務功能主體、客體、服務依據、運行機制、服務形式和服務量。主體是生態系統,包括自然生態系統和經過人類改造的生態系統;第二,客體是人類社會及其生存發展所需的環境;第三,服務依據是生態系統資源總量下降,系統要素間及區域間結構性破壞,人類社會生存及發展的能量需求;第四,運行機制包括:①調節服務 (Regulation),主要包括氣體調節、氣候調節、干擾調節、水調節、水供應、土壤保持、土壤形成、營養物質循環、廢棄物處理、授粉與種子傳播、生物控制,這些直接或間接的平衡與調節功能使地球生命系統得以延續;②棲息服務 (Habitation),生態系統為植物、動物提供適宜的生存環境,保存生物和基因及進化過程,包括避難所功能和育種、保育功能[6];③生產服務 (Production),通過初級生產和次級生產為人類社會提供諸多產品資源,如食物、原材料、遺傳資源、藥用資源、觀賞資源等,其中不可再生資源的損失是生產功能不可挽回的損失;④信息服務 (Information),為人類提供認識世界的機會以及只有通過人類活動才能得以實現的功能,主要包括美學信息、娛樂與生態旅游信息、文化藝術靈感信息、科學教育信息等。第五,服務形式是人類生存環境及其調節功能,人類賴以生存的資源和信息。第六,服務量就是對生態系統的服務功能進行科學評價而得出的能值。

2.2 生態補償的解構

生態補償同樣需要明確是什么、為什么、如何補償、補償什么、補償多少的問題。第一,生態補償的主體是人類及生態系統的自身調節能力;第二,客體是生態系統及其內部的受害者和貢獻者;第三,補償依據是生態系統服務價值的降低、生態系統不斷被破壞以及其恢復成本的升高、生態保護成本的投入和發展機會成本的損失,以及人與人、區域與區域、階層與階層之間社會非公平問題[7]等;第四,運行機制包括:生態系統自身的調節補償和人類對生態系統的物質、能量補償[8] ,其中人類補償可以分為通過提高管理水平來補償、通過受益者到受害者的資金轉移來補償、通過對破壞者的限制和生態保護來補償、通過生態系統恢復來補償;第五,補償形式主要有環境要素補償,服務價值付費補償即對損害(或保護)生態系統的行為進行收費(或補償),或通過經濟手段將經濟效益的外部性內部化[9],以及保護性投入,包括政策補償、制度補償[10]、實物補償、資金補償、技術補償;第六,補償量。根據科學評價生態系統服務價值、生態受益者的獲利[11]、生態系統恢復成本、生態保護成本的投入和發展機會成本的損失量來決定補償多少。

3 生態系統服務功能與生態補償特征總結

生態系統服務價值化是確定生態補償標準的基礎和依據。生態系統服務功能與生態補償具有各自的屬性特征,特征之間相互影響,相互制約,相互促進,

建立了復雜的相關關系。

3.1 生態系統服務功能特征

3.1.1 服務過程的不可逆性

生態系統具有自我調節功能,不受劇烈破壞性影響下,其服務功能尤其是生物資源的服務功能可以視為可更新資源。但是,生態系統資源的總存量不會遞增,并且由于龐大的系統性和復雜性,自身調節速度緩慢。隨著人類對生態系統超強度持續地破壞性開發和利用,生態系統的自身調節速度遠遠滯后于人類的改造、破壞速度,生態系統的資源總存量出現不可逆轉性迅速下降,當下降到一定閾值時,將會導致生態系統資源的耗竭和物種的滅絕,最終導致對人類及生命系統服務功能的耗竭。所以,生態系統的服務功能具有不可逆性。

3.1.2 服務功能的不可替代

性首先,生態系統服務功能具有不可替代性。生態系統可以提供生態服務,生態服務功能是人類賴以生存和發展的基礎,人類活動可以影響但不能替代它。其次,生態系統結構具有不可復制性和不可替代性。生態系統在長期的發展過程中,形成了符合系統功能的結構,這種結構服從于自然力的作用,人類能破壞它但沒有能力對它進行復制和再生。即使將來能大量復制生物種,然而物種之間的關系以及由此而生的群體結構是不能還原的。另外,生態系統資源同樣具有不可替代性,這與礦產資源的可替代性具有本質的區別。

3.1.3 服務價值的外部性

不經過市場交易環節,某經濟主體活動受到其它經濟主體活動的影響,效益有利者稱為外部經濟。例如森林生態系統能給社會帶來多種服務,如涵養水源、保持水土、固定CO2、保護野生生物等,它提供的服務屬于典型的外部經濟效益[11]。相對于私人物品,生態系統服務明顯具有外部性,一是資源超強度開發導致生態系統破壞所形成的外部成本,二是生態系統保護所產生的外部效益。生態系統服務的價值主要表現在其作為生命支持系統的外部價值上,而不是表現在作為生產的內部經濟價值上。

3.1.4 服務行為的非市場性

公共商品是指不通過市場經濟機構即市場交換用以滿足公共需求的產品或服務,包括兩個特征,一是非涉它性,一個人消費該商品時不影響另一個人的消費;二是非排它性,沒有理由排除一些人消費這些商品。私有商品都可以在市場交換,并有市場價格和市場價值,但公共商品沒有市場交換,也沒有市場價格和市場價值。據此,生態系統服務是一種重要的公共商品,并沒有進入市場,不是一種市場行為,難以進行估價[11]。

3.1.5 服務資本社會性

經濟學中,社會資本是人際合作性互動中形成和積累起來,并能夠產生收入流的一類資源,與物質資本、金融資本、人力資本一樣,是經濟與社會發展不可或缺且可以增加收益的資源[12]。不同的是,社會資本具有社會性和外部性,作為公共物品不屬于個人所有。生態系統提供的服務具有社會性和外部性,有益于區域,甚至有益于全球全人類,決不是對于某個私人而言,是經濟與社會發展不可或缺的、可以增加收益的資源,如森林生態系統的固碳作用能抑制全球溫室效應。因此,生態系統可以被視為社會資本[13]。

3.1.6 服務空間的連續性和差異性

生態系統是一個連續的資源系統,空間上難以分割,表現出共有性質。所以,生態系統的服務功能同樣具有連續性。其權屬表現形式可以分為全球共有(太陽、大氣等)、多國共有、國家所有和地區所有4個層次。實現不同層次內生態系統服務的共有性質與私有制為基礎的傳統市場制度相背離,空間連續性帶來的產權不明晰是造成生態系統資源市場外部性的原因之一。另外,生態條件具有空間差異性,特定空間特征也影響著生態系統服務的發揮或實現。

3.2 生態補償特性

生態補償是維護生態系統正常運轉的根本保證。其根本特性如下:

3.2.1 補償要素的片面性

生態系統服務功能是系統導向性,具有復雜性和系統性特征,而生態補償為要素導向性,具有簡單性和單要素特征。生態補償要解決的問題是系統問題,解決方式卻是對生態要素進行補償。傳統的系統理論認為,生態系統是一個巨系統,系統整體的服務功能要遠遠大于各子系統服務功能之和[14],所以各生態子系統受到破壞而降低的生態服務功能之和并不能彌補生態系統降低的服務功能。目前實施的資金補償、政策補償、實物補償、智力補償等種種方式都是面向生態重點要素的補償,具有較大的片面性。

3.2.2 補償范圍的局限性

依據生態服務功能“全球共有、多國共有、國家所有和地區所有”的權屬表現形式,生態補償至少可以分為全球性補償、國家間補償、地區間補償和地區內補償。全球性補償、國家間補償目標的實現為期尚早,國內生態補償已經開始實施,但投資方式主要由國家投資,缺乏市場機制和多渠道融資途徑,補償資金來源單一;巨大的生態服務效益補償所需的巨額資金無法落實,補償數量和年限不足,補償物資得不到有效地分配和利用。這些問題都限制了生態補償的區域和要素范圍。

3.2.3 補償時序的滯后性

雖然有關專家提出生態補償除了對生態環境負面影響進行補償之外,也包括對環境正面效益的補償。但從人類社會對生態系統開發利用的發展歷程來看,目前的生態補償主體仍舊是對遭受破壞的生態環境進行補償,這種補償是在生態系統遭受破壞之后,為了彌補生態系統對人類及生命系統日趨下降的服務功能而實施的補償,即“先破壞,后補償”,具有顯著的問題性導向和滯后性。生態系統的修復本身具有時效性和邊際效用,這種補償所付出的代價和取得的效果值得商榷。

3.2.4 補償方式的表層性

生態系統的自身調節與修復功能會隨著系統破壞程度的增大而降低,當降低到系統所能承受的最低閾值時,生態系統的損害將會由表層的量變轉變為結構性的質變。生態系統服務功能具有不可替代性,人類活動可以影響但不能改變其結構。生態補償是一個系統工程,雖然多樣化的補償方式大大增強了補償的適應性、靈活性和彈性,進而增強補償的針對性和有效性,但是基于要素導向的政策補償、實物補償、資金補償、技術補償等補償方式只是流于表層,并不能觸及生態系統結構性修復[15]。比如修建醫院雖然能夠醫治癌癥病人,但并不能滅絕癌癥的道理。

3.2.5 補償效果的短期性生態系統破壞的系統性和長期性決定了生態補償持續性和長期性。首先,生態補償存在顯著的邊際效用。在生態系統破壞較為嚴重的狀態下,人類補償的欲望最大,因而增加一單位某生態要素的補償時生態系統得以修復的效果也最大。隨著補償的延續和增加,人類補償的欲望和生態補償所取得的效果會產生“負效用”。其次,相對于生態系統的系統性修復過程而言,生態補償的要素性補償過程同樣存在短期性。

4 生態系統服務功能與生態補償關系歸納

4.1 生態系統服務功能和生態補償是矛盾的統一

體從生態系統整體來看,生態系統服務功能發揮與生態補償過程可以看作生態系統自身的調節的過程,二者是生態系統的內部矛盾。在系統內部來看,人類社會受益于生態系統服務功能,又對生態系統實施生態補償。可見,生態系統服務功能和生態補償本質上互相促進,相互制約,是矛盾的統一體。

4.1.1 生態系統服務功能是生態補償的產生基礎

生態系統可以分為全球生態系統和區域生態系統。在全球生態系統角度,生態系統的服務功能與生態補償是一種因果關系。沒有經過人類改造的全球生態系統具有完整和穩定的整體結構,它本身具有足夠的調節能力去完成自身發展,和個體的生存、選擇和進化,太陽能是對其進行生態補償的唯一和穩定的途徑。經歷了人類改造之后,生態系統結構的完整和穩定性受到破壞,單靠定量太陽能補償已經不能維持生態系統正常的服務功能,所以人類必須進行生態補償。在區域生態系統角度,系統間物質和能量的流動性,以及對要素系統的破壞(如不可再生資源的枯竭)造成了個體間享受生態服務功能的不公平性,所以受益個體必須對非受益個體進行生態補償。

4.1.2 生態補償是生態系統服務功能完善的根本保證

生態補償的質和量制約著生態系統修復和完善的程度。首先,生態補償是保護和恢復生態系統服務功能的根本保證。受到破壞的生態系統得不到有效地生態補償,其自我調節能力會在系統內部抽取能量進行補償,生態系統總能量迅速下降的,最終導致對人類及生命系統服務功能的耗竭。其次,生態補償是保護和恢復生態系統服務功能的有效手段。生態補償方式、補償類型的多樣性和靈活性,以及補償群體的廣泛性可以有效地阻止生態系統服務功能的降低,使生態系統向良性方向發展。再次,科學合理的生態補償機制的建立和實施是解決當前復雜生態問題的良藥,可以規范和約束人類開發建設的行為,保障動態的正負經濟性平衡。

4.2 生態系統服務功能價值評估是生態補償根本依據

根據功能和利用狀況,生態系統服務價值可以分為直接利用價值、間接使用價值、選擇價值、存在價值[16]。其價值量決定著生態補償的投入量。生態系統服務功能的價值評估取決于2個方面。第一,生態系統資源、物種具有稀缺性、不可逆性、不可復制性、不可替代性,造就了個體價值;第二,生態系統造就首先是有價值存在的結構單元,結構性造就了整體性和穩定性,使系統整體價值遠大于個體價值之和;其次,還是有價值存在的性能單元,生態系統的性能對個體生命來說也至關重要。個體只對自己或同類生存與延續負責,而生態系統則護衛其中的個體并促進新的有機體的產生。由此看來,必須明確生態系統存在著顯著的整體價值。

4.3 生態系統服務功能的外部性導致了生態補償的低積極性

在經濟學角度,生態系統服務功能和生態補償是一種“投入和產出”或“理想費效比”的關系,即通過科學的生態補償的投入而獲得生態系統的優化,從而產生所需的生態效益。但是,生態系統服務功能的外部性,包括服務價值和生態價值的外部性、服務行為的非市場性和服務資本社會性等內容,使其在全球、國際、區際、區內等各個橫向層次,以及代內、代際等縱向層次間產生的作用具有同質性和空間連續性,與私有制為基礎的傳統市場制度相背離,造成生態系統資源的產權不明晰,無法進行有效的政府干預、市場管理和宏觀政策調控。這種利益驅動特性助長了人類對資源的掠奪性消費和對環境的無節制破壞,而很難提升政府、社會組織、團體對生態補償的興趣,造成了生態補償的低效性。當前階段二者應當建立一種強制性的、有約束力的合同或契約式的關系,才能在當前生態環保行為遠沒有達到自覺行為的狀況下實現生態系統服務功能的提高和生態補償的可持續進行。

4.4 生態系統服務功能的不可替代與不可逆性決定了生態補償的緊迫性

生態系統資源的總存量受到人類破壞之后出現減少的不可逆性,使得生態系統的服務功能降低趨勢不斷延續,并且同樣具有不可逆性。另外,生態系統服務功能、生態系統結構功能,以及生態系統資源的不可復制性和不可替代性,使它們成為人類賴以生存的稀缺性資源。人類社會對生態系統的破壞不斷加劇,已經削減了生態系統的服務功能和結構功能,并且永久性降低了它們作為稀缺性資源的效用,直接影響到人類乃至整個生命系統的生存環境。而生態補償是緩解這一問題的唯一手段和方式,所以,生態系統服務功能的不可替代與不可逆性決定了生態補償的緊迫性。

4.5 生態補償機制的完善影響著生態服務功能的可持續性

生態補償機制一詞出現在中國,是一種為改善、維護和恢復生態系統服務功能,調整相關利益者保護或破壞生態環境活動產生的環境利益及其經濟利益分配關系,以內化相關活動產生的外部成本為原則的,具有經濟激勵特征的制度[17]。這種制度從應對保護者和破壞者兩個方面發揮作用。其中,保護者為改善生態服務功能必須付出額外的保護與相關建設成本,以及會為此而犧牲發展機會成本,所以對這種保護行為的外部經濟性進行補償;破壞者對生態系統的破壞產生了恢復生態服務功能的成本,并造成的被補償者發展機會成本的損失,所以對破壞行為的外部不經濟性進行補償。從此角度來完善生態補償機制,直接影響到生態補償的有效性和可持續性,進而影響到生態服務功能的可持續發展。

5 結論與討論

通過對生態系統服務功能和生態補償的內涵解構和特性分析可以發現,生態系統的穩定性已經被人類對系統資源過度地開發和利用而破壞,既影響了人類本身的生存條件,又影響了子孫后代和整個生命系統的生存條件;生態補償需要一個漫長的過程,就目前的經濟社會發展速度、對資源的開發強度,以及本身擁有的技術水平來看,即使人類會為此付出巨大的代價,但仍然不可能愈合人類自身對生態系統留下的創傷。中國關于此課題的研究開始于20世紀90年代中后期,起步較晚,研究內容還流于表層。目前,在生態系統服務功能研究方面,多數研究內容只集中于對生態系統服務功能現象靜態的描述、價值的分類及評估,與生態環境系統的動態性和空間異質性相違背;在研究方法上,還缺乏評價和計算的生態經濟學邏輯框架體系,價值評價的理論和方法還不完善,對人類干擾下服務功能的變化與響應,以及我國各類生態系統服務功能特征的評估體系與方法探討深度不足。生態補償研究方面,生態補償基本理論基礎研究、生態補償總體框架設計、生態系統價值評估研究思路、方法創新、生態系統服務價值評估與生態補償的銜接、生態補償的基本原理與國家重要發展戰略的結合[18],RS、GIS技術在生態補償中的應用,以及生態補償試點示范工程等內容將是該領域研究的方向。

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第5篇：生態系統的直接價值范文

烏蘭布和分洪區位于磴口縣糧臺鄉烏蘭布和沙漠區內，烏蘭布和分洪區分洪最大年分洪量1．17億m3，分洪面積為220km2。分洪頻率為5．5年/次，多年平均分洪量0．21億m3。分洪口建在三盛公庫區上游右岸的二十里柳子，距攔河閘19．4km，分洪口新建分洪閘(雙向)1座，級別為1級。閘門7扇，凈寬77m，凌期最大過閘流量為273m3/s。

2經濟效益分析

分洪區是黃河內蒙古段防洪體系的重要組成部分。在黃河干堤加高培后的同時，建立分洪區提前分洪分凌，有效減少洪凌峰流量，減少冰凌撞擊對黃河干堤的破壞，保障行洪安全。烏蘭布和分洪區產生的經濟效益主要是防洪、防凌效益。內蒙古河段兩岸地勢平坦，黃河內蒙古防洪體系保護范圍9411km2，涉及6個市(盟)、22個縣(旗、區)。保護區耕地81萬hm2，人口407．33萬人。保護區重要設施有包頭市、呼市供水、包鋼、達拉特旗電廠、托克托電廠取水等重要供水的引(提)水口;內蒙古河套灌區、總干渠和干渠等大型著名灌區和引黃灌區沿河分布，是國家重要的商品糧基地;淹沒范圍內還有包蘭鐵路、110國道、京藏高速公路、包神鐵路等重要交通設施和烏海、包頭等重要的工業基地。經統計分析，內蒙古河段1950～1968年，平均每年凌災直接經濟損失15萬元;1969～1986年，平均每年凌災直接經濟損失1182萬元;1987～2008年，平均每年凌災直接經濟損失8546萬元。根據2013年對防洪保護區及分洪區保護區內各類社會財產價值的統計，并參考歷史洪災損失，采用頻率曲線法進行烏蘭布和分洪區工程防洪、凌效益計算。效益為分洪區建設后，在凌汛期槽蓄水增量較大，下游河道發生冰塞、冰壩、水位壅高堤防出現險情時，提前分滯凌汛洪水、減少槽蓄增量、削減凌峰、降低下游河道水位，預防和減輕凌汛災害，減輕黃河內蒙古段防凌防汛壓力，最大限度地保護防洪工程的安全，保護沿黃河兩岸人民生命財產和基礎設施的安全，從而可減免了多年平均洪水損失。經計算烏蘭布和分洪區工程可取得多年平均防洪、凌效益8647．33萬元。

3生態效益分析

生態效益分析采用生態系統服務功能價值理論，主要描述生態系統與生態過程的形成以及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用。Constanza等于1997年在《Nature》上發表的“全球生態系統服務價值和自然資本”為這一理論做出突出貢獻。Constanza將全球生態系統劃分為16類26小類，主要包括海洋、森林、草原、濕地、水面、荒漠、農田、城市等，將其服務功能劃分為大氣調節、氣候調節、干擾調節、水調節、水供給、侵蝕控制和沉積物保持、土壤形成、營養循環、廢物處理、授粉、生物控制、棲息地、食物生產、原材料、基因資源、娛樂文化等17類。采用生態系統服務價值估算原理及方法計算生態環境功能及其相應的服務價值發生的變化。我國謝高地等參考Con-stanza研究成果，綜合專業人士的生態問卷調查，建立中國陸地生態系統單位面積生態服務價值表。烏蘭布和分洪區產生的生態效益包括調節汛期生態洪水，對濕地補水等，為流域的生態系統用水提供保障。參考以上理論對烏蘭布和分洪區生態效益進行計算，其中，草地的各項生態系統服務功能價值，是將謝高地提供的代表全國平均狀態的“中國自然草地生態系統服務價值”對蒙寧甘溫帶半干旱區草地進行生物量因子修正而確定的;農田生態系統生物量因子根據謝高地提供的“我國糧食生產的生態服務價值研究”內蒙古地區農田生態系統生物量因子為0．44進行的修正;林地生態系統服務功能價值參照趙同謙、歐陽志云等人的計算方法直接進行計算，并根據謝高地等人的生態系統服務功能價值進行修正。分洪區所處地貌形態可分為河流堆積地貌和風成地貌，分布于黃河左岸，為烏蘭布和沙漠，沙漠中間為移動新月型沙丘、砂壟，邊緣地帶為固定、半固定草叢砂丘或灘地。分洪區的建設對環境資源影響利大于弊，主要表現在農田、林地、草地、濕地、觀光旅游資源等方面。經計算，分洪區建成后，生態系統服務價值增長了171884．49萬元，生態效益顯著。

4結論

第6篇：生態系統的直接價值范文

關鍵詞：LUCC變化；生態服務價值；中國北方農牧交錯帶

中圖分類號：F323.22 文獻標識碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.01.017

Evaluation of Ecosystem Service Value Based on Land Use-Terrestrial Ecosystem Coupled Model

—A Case Study From the Farming-Grazing Transitional Zone of Northern China

JIANG Li1， XU Xia1， LIU Ying-hui2， XU Li1， TIAN Yu-qiang1

（1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology， Beijing Normal University， Beijing 100875， China； 2.College of resource science and technology， Beijing normal university， Beijing Normal University， Beijing 100875， China）

Abstract： Land use is an important part of the human-earth system， it can provide huge ecosystem services. This paper considered the primary production， the balance of CO2 and O2， nutrient cycling， water conservation， soil erosion control and other major service functions， and proposed a method based on land use - terrestrial ecosystem coupled model to estimate the land use ecosystem service value. The results show that during 1970s—2000， the total ecosystem service value of the farming-grazing transitional zone of northern China has been changed from the 143.4 billion yuan to 129.6 billion yuan RMB lower after recovering from declines in 1990s. The land use structure and spatial pattern has an impact on the value of ecosystem services. The cropland and grassland ecosystem offered the main ecosystem service value， being 31% and 44% respectively. And the proportion of the ecosystem services value in forest ecosystem has continued to rise although it’s small size. We should further strengthen the protection of ecological environment.

Key words： land use change； ecosystem service value； the farming-grazing transitional zone of northern China

收稿日期：2013-10-31；修訂日期：2013-11-28

基金項目：國家自然科學基金項目（41030535）；國家自然科學基金項目（30900197）；國家973項目（2011CB952001）

作者簡介：蔣力（1987—），女，湖南人，在讀碩士生，主要從事土地利用變化與陸地生態系統研究。

通訊作者簡介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要從事土地利用模擬模型研究。

生態系統服務是指通過生態系統自身的結構、過程和功能，直接或間接地得到生命支持產品以及提供服務[1-2]。根據相關研究提出的生態系統服務功能分類[3-4]，生態系統服務功能可以歸納為供給功能、調節功能、生命系統支持功能和文化娛樂功能等。其中，為人類提供食物、工業原材料等可以商品化的功能，稱為直接價值功能；而氣候條件、水源涵養等難以商品化的功能，稱為間接價值功能。生態服務功能的間接價值雖然不表現在國家的核算體制上，但它們的價值可能大大超過直接價值。Costanza在1997年最先開展了對全球生態系統服務價值的系統評估工作，確定了生態服務價值的評估原理和科學意義之后[1]，生態服務價值研究已成為當今生態系統可持續性研究的熱點之一[4]。

土地利用變化是目前人地系統研究中的一個重要方面，它對環境和生態的作用在全球環境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態服務價值首先表現在它不僅是農業和畜牧業發展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養水源、防風固沙等重要生態功能[5]。同時，土地利用是人類最基本的經濟活動，它的不斷變化也會引起生態系統結構和功能的變化，從而導致生態服務價值的改變[6-7]，因此，研究土地利用變化下的生態系統服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態服務價值的變化做了大量的研究，主要體現在：歐陽志云、王偉等對生態系統服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述[7-8]；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態系統服務價值進行了評估，并根據Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態系統服務價值當量因子表[9]。此后，以中國生態系統服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區土地利用變化的生態系統服務價值評估大量展開[10-18]。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區域生態系統服務價值變化的研究也逐漸增多[19-22]，并對草地、森林、流域等生態系統服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態分析，且依賴于經濟學理論，而缺乏對生態系統自身規律的分析。關于土地利用結構和格局與生態服務價值的內在聯系的定量研究較少。由于生態系統的服務功能與生態系統自身的結構與過程有關，且極易受到不同區域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態系統結構、生態過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態服務功能評價提供相對可靠的生態學基礎，也成為目前研究的一個方向[23]。本研究基于土地利用——陸地生態系統耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數的輸入，得到不同土地利用模式下的生態過程數據，并在此基礎上依據不同的生態服務功能，對土地利用的生態服務價值進行評估。

1 研究區概況

中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區與西部天然草地牧區的生態過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬[24]，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區成為我國一個重要的生態脆弱區和生態過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區域的土地利用強度與空間格局發生了巨大變化，嚴重影響了生態服務功能的發揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數量結構和空間格局變化對于陸地生態系統服務價值的影響具有重大實際意義。

2 研究方法

2.1 數據來源及處理

（1）土地利用數據：本文中使用的土地利用數據有4期，20世紀70年代的土地利用數據來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數據來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。

（2）氣象、地形數據：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數據庫。氣候資料數據來源于中國氣象局氣象站點數據，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區133個站點的數據，時間范圍為1976—1999年。

（3）統計數據：包括1976—1999年的全國統計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統計年鑒，每年林業統計年鑒、最近時期的調查數據。價格數據來源于中國統計年鑒以及實際調研數據。

2.2 土地利用——生態系統耦合模型

土地利用——陸地生態系統耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數等。利用不同的輸入參數，可以得到不同土地利用空間格局下的生態系統過程數據。針對研究區的土地利用實際情況，使用實際氣象數據資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現狀下研究區不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區整體生態服務價值的計算。

2.3 生態系統服務價值評價方法

根據Costanza等人的分類方法，考慮到研究區的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區生態系統服務價值劃分為初級生產、氣候調節、養分循環、水源涵養、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態系統耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。

2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型模擬的凈初級生產力（NPP），根據有機物質的單位質量價值，換算得到研究區內生態系統初級生產的價值，具體計算公式為：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn為初級生產的生態系統服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。

2.3.2 氣候調節價值 在評估生態系統固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業制氧法中的工業制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工業制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）[27]。

2.3.3 養分循環價值 生態系統中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養分物質，這些營養物質通過復雜的食物網而循環再生，并成為全球生物地化循環不可或缺的環節。評估生態系統在養分循環中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養物質氮、磷、鉀在生態系統中的年吸收量。根據統計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：

Vu=Vun+Vup+Vuk

Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn

Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp

Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk

式中，Vu為區域生態系統在一時間段內吸收的營養物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態系統中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。

2.3.4 水源涵養價值 涵養水源是生態系統的一個重要功能，可以參照李金昌等[29]的研究方法來評價生態系統對涵養水源的間接經濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元[25]。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。

2.3.5 土壤侵蝕價值 根據水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》[30]，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。

（1）土地面積減少量。主要根據土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經濟價值，計算式為：

Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）

式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據不同的生態系統類型來確定的，如表2所示。

（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：

Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc

Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn

Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp

Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk

Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）

式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區的文獻數據北方農牧交錯區[5] 部分（表3）。

（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發生。生態系統減少的這部分損失的價值可以近似根據蓄水成本來計算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）為生態系統在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥例；Pre（x）為平均庫容工程費。

綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 價格參數的處理

由統計資料不難發現，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態效益評估涉及到不同年份間生態系統服務價值的比較，根據區域生態資產計算的特點，且受限于價格數據的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數據（圖1），從而納入統一的評估框架。

將所有價格數據和中間參數小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數值、單位、數據來源和涵義。

3 結果與分析

3.1 不同土地利用數量結構下的生態服務價值

表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區土地利用類型數量結構變化的統計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經濟的快速發展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩上升趨勢，林地經過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。

運用前文所述方法，對研究區生態服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態服務功能價值指數遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態服務總價值開始回升，這也與土地利用數量變化程度減緩和生態環境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態服務價值的數量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態服務價值所占比例相對穩定，為30%左右。不同生態系統所占的生態價值比例也充分體現了該區域土地利用以農業和牧業用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態系統生態價值也隨之變化。

3.2 不同土地利用空間格局下的生態服務價值

由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區生態服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區東北部主要分布著森林植被，其生態服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區，分布著較多的草地和耕地，生態服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區，生態服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區的生態服務價值呈現整體降低趨勢，中西部地區尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態服務價值在中西部小部分地區略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區全區生態服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區最為明顯，耕地和草地的生態環境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區域生態服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數量分析結果相對應。

進一步對全區生態服務價值進行分級，并統計各級柵格個數（表7），可以看出，20世紀70年代研究區生態服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區間，共占了生態服務總值的58%，生態服務功能價值較高；20世紀80年代，全區生態服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態服務價值區逐漸減少；20世紀90年代，生態服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續減少，表明區域生態服價值繼續降低；2000年，全區生態服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態服務價值兩極分化日趨嚴重。

4 結論與討論

參照前人研究成果，結合研究區實際情況，我們確定了研究區土地利用生態服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態系統耦合模型的模擬數據作為基礎數據，通過GIS等手段實現對中國北方農牧交錯帶生態服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態系統過程，然后將直接和間接市場價值引入生態系統服務評價體系，從而把生態系統過程和社會經濟緊密聯系起來，使評價結果更加客觀和可靠。

為了驗證本文計算結果，將他人研究成果進行簡單的面積比例折算，與本研究的結果對比分析（均進行物價指數處理）。經過文獻檢測發現，國內其他大尺度的自然及社會條件相近地區的生態系統服務評價工作大部分在1990年代開展，其中包括：運用遙感技術對內蒙古生態資產測量，經過折算后結果為1 663.9億元[31]；利用直接和間接價值計算法評估青藏高原，折算到本研究面積的生態系統服務價值為2 658億元[9]。本文評價結果表明，中國北方農牧交錯帶的生態系統服務功能平均總價值在1990年代為1 255億元，由于本研究只是不完全評估了5種生態系統服務，因此可以認為，本研究與眾多其他研究的評價結果在數量上基本一致。

本研究的生態經濟分析結果表明，不同的土地利用數量結構對生態服務價值有重要影響。由于1970年代至1990年代，土地利用結構主要表現在林地大量減少，耕地和牧草地大量增多，導致高生態服務價值用地向低生態服務價值用地轉化，北方農牧交錯帶生態總價值在30年中從1 434億元降低到1 070億元。進入1990年代中后期，隨著土地利用結構變化日趨平緩及一些政策促進生態環境的改善，北方農牧交錯帶生態效益總價值開始逐步回升。

研究也表明，土地利用空間格局不同，其生態服務價值也有很大差異。分布著森林的東北部單位面積平均生態服務價值最高，分布著耕地的西部地區則相對最低。1970年代—1990年代中，高生態服務價值地區不斷減少，低值地區不斷增多，生態服務總價值也出現減少趨勢，因此，制定政策時需要關注如何提高單位面積的生態服務價值，以及擴大單位生態服務價值高的區域的面積，通過本文分析可知，保證較高的森林覆蓋率是維持生態環境的重要措施。

由于數據和資料的局限，本文只計算了2000年之前的生態服務價值，而從2000年起，研究區開始大面積實施退耕還林/草工程，此政策對土地利用模式和生態服務效益都有一定的良好影響，還有待做進一步的持續性研究。

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第7篇：生態系統的直接價值范文

關鍵詞:草地資源生態系統服務功能 價值評估

草地生態系統作為一種自然資源具有多功能性，但長期以來由于生產力發展的局限，人們僅僅注重草地承載牲畜和提供飼草料的功能，而忽視了它保持水土、涵養水源、保護生物多樣性、游憩休閑和營養循環等其它服務功能。隨著全球資源危機問題的惡化，人們開始重新審視自然資源價值，建立以哲學、生態學、經濟學、倫理學等為理論基礎的新的自然資源價值觀，并在此基礎上不斷進行資源價值評估實踐研究。本文從經濟學角度出發，闡述了草地生態系統的服務功能及其價值評估的方法，為實現草地資源市場優化配置提供量化依據。

一、草地生態系統及其服務功能

（一）草地生態系統

草地生態系統系陸地上非常重要的生態系統之一，是以各種多年生草本占優勢的生物群落與其環境構成的功能綜合體。草地生態系統系草原復合生態系統（自然―――經濟―――社會復合體）重要的組成部分，草地生態系統的健康和可持續發展，直接影響著區域經濟體系完善、發展和社會的穩定乃至國家的生態安全。

（二）草地生態系統服務功能

草地生態系統服務是指草地生態系統及其生態過程為人類提供的自然環境條件和效用，如太陽能的同化、調節氣候、涵養水源、對污染物的吸收、貯藏養分等。草地資源服務是以草地生態系統服務功能為基礎的，并與經濟體系、社會系統相結合，構成泛食物鏈，即生態鏈，在生態鏈流動過程中通過市場體現其價值。

1.有機物質生產

利用太陽能，將無機化合物，如CO2、H2O等合成有機物，是生態系統一個十分重要的功能，它支撐著整個生命系統，是所有消費者(包括人類)及還原者的食物基礎。草地生態系統有機物質中只有一小部分（約10%）為人類所利用，成為人類賴以生存的食物或生活必需品，其余大部分卻支撐著整個生物界，為所有的動物、異氧微生物提供食物和生活場所。

2.水土保持

草地生態系統在保持水土方面具有顯著作用。草原植物根系發達，能深深地植入土壤中，牢牢地將土壤固定。研究表明，如果土地植被稀疏，在地表徑流的沖刷下就會出現風水蝕，使土地廢棄，泥沙淤積，同時帶走土壤中的有機質和各類營養物質。根據有關資料，在大雨狀態下草原可減少泥土沖刷量的75%-78%。

3.涵養水源功能

截留降水、涵養水分功能。完好的天然草地不僅具有截留降水的功能，而且比空曠裸地有較高的滲透性和保水能力，對調控徑流具有重要的意義。據測定，相同的氣候條件下草地土壤含水量較裸地高出90%以上。

4.凈化環境

草地生態系統可以為人類提供凈化污染這項生態服務，在其新陳代謝過程中吸收二氧化碳、二氧化硫、氟化氫等許多有害氣體，從而起到凈化空氣的作用。草地還可以去除空氣中的粉塵等污染物，消除噪音，給人們提供一個舒適、安靜的生活環境。

5.營養循環

在草原植被的土壤表層可形成大量的有機物質，這些有機質可改善土壤的理化性狀，形成土壤團粒結構。在鹽堿地種草，能降低這些土地的土壤鹽漬化程度，增加土壤中營養元素的含有量。草地生態系統可以通過循環，將環境中的營養元素歸還土壤，也可以將營養元素以不同的形式輸出生態系統，釋放到周圍的環境中。

6.生物多樣性

草地生態系統是生物多樣性的重要載體之一，草原上存在著大量的動植物和微生物，為人類提供著豐富的基因資源。

7.游憩休閑

草原視野開闊、寧靜悠遠、空氣清新、芳草茵茵；草原上的數以千計的植物和動物物種以及游牧民族的傳統文化和風土人情具有鮮明的生態旅游特色，已成為生態旅游的理想目的地，為人類提供了旅游休閑、文化娛樂等非實物性生態服務。

二、草地生態系統服務功能價值評估

自然資源價值評估已有基本完整的體系和方法，并在實踐中得到應用。在自然資源價值評估體系與方法的基礎上，根據草原提供的生態服務功能類型，采用相應方法對其進行價值評估(見表1)。

其中： Vi：草地生態系統在i功能下的價值；Q：草原所保持的水土量；h：土地的保有面積；Y：草原的平均收益；m：土壤容重；Z：單位庫容的工程費用；R%：土壤侵蝕流失的泥沙淤積于水庫、江河、湖泊的百分比；P：各類化肥的銷售價；Mi：第i種類型單位面積草原土壤中N、P、K的含量；Si：第i種類型草原的面積；Y%：純N、P、K折算成化肥的比例；T：某一地區總降雨量；Ni：某一地區第i種草原覆蓋率；Ri：第i種類型草原的降雨貯存量占草原區總降雨量的百分比；Ei：第i種草原單位面積年蒸發量；Ph：當地水價；Xi：第i種類型草原單位面積吸納某物質的量；Pc：碳稅的影子價格；W：我國治理某物質排放的平均費用；Mij：第i種單位面積草原上第j類元素的含有量；Pj：第j種元素在市場上的價格。

三、小結

草地生態系統服務功能是草地資源價值的具體表現，在草原復合生態系統中具有重要的意義。運用經濟學視角，重新審視自然資源價值、草地資源價值，并對其進行量化評估，這將有利于將草地資源納入市場體系，建立起較為完善的草地資源優化配置結構，以實現草地資源的可持續利用。

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第8篇：生態系統的直接價值范文

關鍵詞：土地利用變化 森林生態系統服務價值 修文縣

引言

土地作為自然生態系統的載體，土地利用與生態服務功能間相互影響、相互制約，其土地利用方式的變化將直接影響生態系統所提供服務的種類和強度[1-2] 。本文根據修文縣土地利用的數據和生態服務價值的運算方法，核算出該地區森林生態系統服務價值及其變化，對修文縣的環境保護及森林管理提供一定的參考價值。

1 研究區概況及研究內容界定

1.1研究區概況

修文地處黔中，地跨東經106°21′至106°53′，北緯26°45′至27°12′。與清鎮、黔西、金沙、息烽、開陽相接。

1.2研究內容界定

森林生態系統服務功能價值評估包括很多方面，由于研究方法等原因限制，本文僅對修文縣林地生態系統的涵養水源、固碳吐氧、凈化水質、保育土壤予以研究。

2、基礎數據

數據包括2001年4月、2007年6月的中巴資源衛星影像，地形圖及所查詢收集的文字資料。

3、修文縣土地利用動態變化狀況及分析

通過對遙感影像圖進行處理，應用Arcgis軟件提取出土地利用現狀，計算并建立數據庫，最后計算出兩個時期的土地利用面積及變化情況，林地、草地、耕地、建筑用地、水域以及未利用地的依次為：2001年（km2）：506.98、245.72、216.75、20.43、10.19、74.54；2007年（km2）：504.52、246.09、210.61、21.07、12.59、76.74。

4、修文縣森林生態系統服務功能價值評估

4.1 森林生態系統涵養水源功能的價值評價

涵養水源的作用主要表現為截留降雨、抑制蒸發，從而增加地表有效水量等作用。主要采用影子工程法，運用公式[3]

P =*R*A* P庫

式中：R為區域的年降水量（mm）；A為研究區面積（m2）；為徑流系數；P庫：目前庫容造價（5.714元/m3）。修文縣年平均徑流深60.28*10-2m[4]，計算得出2001年174624.15萬元，2007年173776.83。

4.2森林生態系統固碳吐氧功能的價值評價

固碳吐氧價值主要表現在綠色植物的光合作用，可計算出植物每生產1g干物質需CO21.63g，釋放O21.19g。

4.2.1固碳價值量測算方法

采用造林成本法和碳稅法的均值來計算生態系統固碳價值，瑞典的碳稅率為150元/t（C），折為人民幣1245元 /t，中國造林成本CO2為260.9元/t。

4.2.2釋放氧氣價值量測算方法

采用造林成本法和工業制氧的均值來計算生態系統釋O2價值，工業制氧成本400元/t，中國造林成本352.93元/t。固碳吐氧價值計算公式[3] ：

P 為固碳吐氧的價值；：區域面積；：凈第一生產力；G：生產單位植物干物質固定CO2或釋放O2的量；：我國造林成本和瑞典碳稅率或工業制氧成本的平均值。修文縣森林主要以常綠林為主，其凈第一生產力為：1300g/m2*a。

4.2.3固碳吐氧價值計算結果

固碳吐氧價值是固碳價值加上釋氧價值，根據上述方法可計算得出2001年110414.79萬元，2007年109879.03萬元。（注：本文中固碳價值是指固CO2的價值）

4.3森林生態系統凈化水質功能的價值評價

凈化水質價值主要表現在經林地攔截的降水，改善水質[3] ，主要采用替代工程法計算。

P林 = W凈* P凈

P林：：林地凈化水質的價值；W凈：年均凈化水質的量；P凈：單位體積水的凈化費用0.9885元/m3。計算得出2001年30209.31萬元，2007年30062.72萬元。

4.4森林生態系統保育土壤功能的價值評價

森林生態系統保育土壤價值主要表現為減少地表徑流，防止水土流失。由于條件限制，保育土壤價值主要從減少土地損失、減輕泥沙淤積這兩個方面來計算。

4.4.1減少土地損失的價值[3]

P：減少土地損失的價值，A：每年減少廢棄土地的面積，P林：我國林業生產的平均收益為282. 17元/（hm2/a） [3]，u：土壤侵蝕模數，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面積，H：土層厚度，本文取我國耕作土壤的平均厚度0. 6m。

4.4.2減輕泥沙淤積的價值[3]

土壤侵蝕流失的泥沙淤積，減少了地表有效水的蓄積，故采用替代成本法來計算。（全國一般土壤侵蝕有24%淤積于江河、水庫、湖泊）。

P：減少泥沙淤積和滯留的價值，K=5. 714，u：土壤侵蝕模數，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面積。

4.4.3保育土壤價值計算結果

修文縣森林土壤侵蝕模數為1284.99t/km2 /a[4]，計算得出2001年71.18萬元，2007年70.74萬元。

4.5森林生態系統功能價值綜合比較

通過對森林生態系統價值量進行合計得出，2001年總計315319.43萬元，2007年總計313789.32萬元。

5結論與探討

5.1 結論

（1）修文縣耕地、水域、建設用地和其他用地是呈增長趨勢，林地、草地是呈減少趨勢，變化幅度和變化速率最大的是建設用地，最小的是林地和耕地。

（2）修文縣的森林生態系統服務總價值自2001到2007減少了1530.11萬元。

（3）修文縣林地的主要生態功能表現為涵養水源和固碳吐氧，價值大小順序為：涵養水源>固碳吐氧>凈化水質>保育土壤。

5.2 探討

本文只考慮了森林生態系統服務功能中的4個功能 ，實際上還有如保護生物多樣性等，故本文計算的總價值可能偏低，但這一研究對修文縣生態服務功能也是有參考價值的，有利于相部門制定合理的經營方案，進而從整體上有利于推進修文縣的可持續發展。

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[3]秦珊.碩士論文[D]：森林生態系統服務經濟價值估算及其比較分析.新疆大學，2004 6.

第9篇：生態系統的直接價值范文

第一種定義是以聯合國千年生態系統評估（MA）的定義為代表，認為生態系統服務（Ecologicalservices，ES）是人類從生態系統獲得的各種利益。既包括纖維、食品和藥材等生態系統產出物，也包括維持生物多樣性、消納廢物和水土保持等來自生態系統自身功能及其變化過程的利益。在Daily等關于生態系統服務的論著和Costanza等關于全球生態系統服務價值核算研究中都使用了這種較寬泛的定義。第二種定義把生態系統產品和服務視為2個不同的范疇，把生態系統有形產出物稱為“產品”，把人類獲得的、通常不以實物形式出現的利益稱為“服務”。DeGroot等在探討生態系統功能與生態系統產品和服務之間關系的論述中就區分了這2個范疇。研究生態補償（包括森林生態補償）應使用第二種定義，因為根據生態補償的概念，可以把生態補償看作一種交易，很明顯，交易對象是無形的“服務”而不是傳統意義上的有形的“產品”。如果在生態補償研究中使用第一種定義，將引起價值評估結果偏大，使補償標準偏高。下文提及的生態系統產品和服務均屬于第二種定義的范疇。

2森林生態系統產品與服務的價值類型

參考普遍認同的MA報告，同時結合第1節的分析以及生態補償研究與實踐的需要，可以把生態系統服務分為調節、文化和支持三大類型。支持服務是森林生態系統得以存在的根本，是森林提供調節和文化服務的基礎。對支持服務的探討更多的是在生態學和環境保護學范疇內展開，所以討論支持服務中的土壤形成、養分循環和維持生物多樣性的生態價值比經濟價值更有意義。支持服務中的初級生產則兼有生態和經濟價值，由該過程產出的木材和非木質林產品具有消耗性使用價值。調節服務中的子類型，例如固定二氧化碳、水文調節和農田防護等，間接為人類提供福利，屬于間接使用價值。文化服務中的森林游憩和精神宗教價值屬于非消耗性使用價值，科教價值大體上屬于非消耗性使用價值，因為科教活動以非消耗性使用為主。根據是否具有市場價格、是否可以在市場上進行交易，是另外一種分類方法。此時，可以把森林生態系統產品價值劃歸“市場價值”，把生態系統服務價值劃歸“非市場價值”。在這種分類方法中，產品的“市場價值”與服務的“非市場價值”之和相當于分類系統中的總價值。

3生態補償的概念、內涵與要素

目前國內外對生態（效益）補償沒有統一的定義，但是具有代表性的一般都是從環境或生態經濟學角度給出，例如Wunder提出的PES定義，李文華等對生態補償概念和內涵的解析。綜合國內外研究，本研究認為可以把生態補償理解為：為保證一定數量和質量的生態系統服務的可持續供應，而向生態系統服務提供者支付現金或提供物質、技術和優惠政策等作為獎勵，或者向破壞者收費用以補償和修復生態系統的一種基于利益關系調節的經濟刺激手段或制度安排。這是從較寬泛角度的理解，包括激勵和懲罰2個方面。因此，可以把森林生態效益補償看作是一種市場化的交易行為，它包括供應者、購買者、交易對象和交易價格等要素，這些要素缺一不可。1）供應者一般是林權所有人或者實際占有者，在土地私有制國家一般指私有林地所有人。在中國，北方主要是國有林區；南方為集體林區，經過林權改革，個人林權所有者比例已經增大。2）交易對象是具有一定價值的某一種或者幾種森林生態系統服務，具有“公共物品”屬性，其載體是特定林地和地上森林植被構成的生態系統。交易對象的“外部性”特征決定了它們的邊界有時不甚清晰，但其載體具有清晰的邊界和權屬關系，這是實現交易的前提。3）購買者通常是公共利益的代表者———政府，當然也可以是一些非政府組織、國際機構等，或者多種組織的聯合體。4）交易價格即補償標準。為便于實踐操作，一般按森林面積逐年支付，元／（hm2•年）。

4“理性”決策下的機會成本

本節中“理性”是指經濟學“理性人”概念中的“理性”。現實中經常存在2個決策單位，一是政府（整體長遠利益的代表），二是經營者（私人、局部利益的代表）。“理性政府”決策目標是整體長遠利最益大化，隨著社會經濟發展和人們對生態系統服務認識的提高，優先考慮森林生態系統服務價值逐漸成為世界潮流，例如現有植被是天然林的，要求維持自然狀態；是人工林的，要求盡量經營混交林、延長輪伐期和實行擇伐。“理性人”（經營者）決策目標是經濟利益最大化，從生產成本、產品產量和市場價格等因素出發，通常選擇經營人工純林，縮短輪伐期，實行皆伐。對同一林分而言，產品和服務價值的最大化不可能同時實現，必然有所取舍。為示區別，稱政府選擇的經營模式為“經營模式Ⅰ”，經營者選擇的為“經營模式Ⅱ”。2種經營模式獲得的服務價值存在差異。假定現有植被為天然林，長方形的高度示意單位面積天然林和人工林ES流量價值的相對大小。一般情況下，人工林每年單位面積的ES價值低于天然林，因為：人工林的物種多樣性顯著降低于天然林；群落結構相對單一使人工林保持水土、養分循環等方面的價值低于天然林。此外，為保持人工林的穩定性和林木的較快生長，通常需要投入一定量的農藥、化肥，這些物質進入環境后容易污染水體、破壞大自然食物鏈。當選擇經營模式Ⅰ時，意味著保留天然林，公眾可以獲得高于人工林的ES價值，高出部分用圖2中的Δ表示，顯然它是一個差值。Δ也可以解釋為選擇經營模式Ⅱ時（表現為皆伐天然林后持續營造和經營人工純林），公眾因選擇的改變而引起的ES價值的損失。使了流量的概念，并且關注不同森林類型生態系統服務的差異，原因是：1）正如消費者入住酒店時，付費購買的是所需的服務（按時間計費，視為“流量”），不是酒店的資產（“存量”），森林生態效益補償交易的是生態系統供應的服務“流”，很少涉及到生態系統本身的交易（或者說森林資產“存量”的買賣）。2）當某一塊土地林地使用價值屬性不變（現實中，受法律法規的約束，林地不能隨意轉變為其他用途的土地），而地上植被面臨不同選擇時，損失的是一個差值，不是生態系統服務全部。天然林和人工林經營決策“博弈”的例子，天然林和人工林都可以提供涵養水源、保持水土和固定二氧化碳等服務，所不同的是數量和質量。因此，實踐中應當分析、界定和評估“流量”價值，用流量價值作為制定補償標準的參考依據。當面臨林地用途不變、地上森林類型可能發生變化的情景時，應正確評估生態系統服務可能發生的得失，并根據經濟學中機會成本的定義，選擇最大的差值作為該情景下補償標準的參考。例如，假定在我國亞熱帶林區擬通過生態補償防止某片天然闊葉林（流量價值為ES0）轉變為人工林，當地最流行的人工林是馬尾松林和杉木林，同等立地條件下流量價值分別為ES1和ES2，則Δ＝max（ES0－ES1，ES0－ES2）。進一步，可以得出：1）對于公益林，評估其ES總流量價值；2）對于商品林中的天然林（即天然商品林），評估天然與潛在轉變的人工林類型的ES總流量價值之差。而一般情況下商品林中的人工林生態價值不高，一般不予生態補償。

5評估原則與指標

5．1評估原則

根據生態系統服務及其載體的基本特征，參考生態系統服務價值評估和綠色GDP核算等相關理論和實踐經驗，提出4項評估原則：

1）評估對象應是可以給人類帶來福利的，雖然屬于非市場價值，但是具有直接或者間接使用價值的ES。這些ES是生態系統自身過程和功能的結果，但不等同于過程和功能本身。

2）評估對象的載體（指具體的森林實體）應具有明確的時空范圍和權屬關系；

3）評估對象的流量可以計量；

4）根據生態補償的定義，評估對象應具有“公共物品”的性質。

5．2指標篩選

根據5．1的4個原則，參考MA中ES的分類，以及1、2和3節對生態系統服務和生態補償概念和價值類型等的界定，對常見森林生態系統服務評估指標分析和篩選情況見表1。總體上，由于調節服務的物理量可測，價值評估的方法多樣，因此這部分指標均可采用。文化服務指標受社會經濟發展水平和人的主觀影響較大，因此這部分指標不適合。支持服務屬于為人類提供各種福利的生態系統過程和功能，不是結果，例如物質循環過程可以改善森林生態系統輸出水分的水質，就生態補償而言，需要評估的是具有一定質量和一定輸出水量的價值，而不是該生態系統過程，因此支持服務包括的指標也不適用于面向生態補償的價值評估，但較為特殊、需要討論的是維持生物多樣性價值。

5.2.1同時滿足前述4項原則的有：

1）傳粉。

指某一森林中傳粉昆蟲發揮的作用。傳粉使特定經濟植物正常完成開花結果，出產經濟物品，使人們從中獲益。可以用避免損失成本法評估其價值。2）調節氣候。森林植被的存在改變了地球下墊面性質、影響光輻射，森林還可以調節水、氣循環，森林這些都會影響氣候，作用于人居環境，影響人們的生產生活。例如：一定面積的城市森林可以減輕熱島效應，可以用生產近似法、替代成本法評估。

3）農田防護。

主要是人工林，例如我國北方地區的農田林網，在夏季可以減輕干熱風的危害，保障作物穩產、高產。可以用避免損失成本法評估。

4）凈化大氣。

森林植物可以吸附大氣中的有害物質。一般使用替代成本法評估該種價值。

5）控制土壤侵蝕和保留營養元素。

控制土壤侵蝕是森林保持水土和涵養水源2種功能共同作用的結果。森林植被的存在可以減輕降水對土壤直接沖擊；森林植物通過與土壤的相互作用使森林土壤保持較強蓄水能力，森林枯落物也具有較強蓄水能力，這些都可以減弱地表徑流，從而減少被水流帶走的表土量。可以用避免損失成本法、替代成本法評估。

6）調節水量和改善水質。

在旱季森林緩慢釋放土壤中的水分進入水系，在雨季森林對地表徑流的形成有一定的消減作用，森林植被通過蒸騰作用消耗土壤水分，這些作用共同形成調節水文循環、調節流域水量的作用。降水在進入森林生態系統后，其中含有的有害物質可以因一些生化反應而降解，或者被植物吸收、被森林土壤過濾，從而得到凈化。同樣可以用替代的思路評估森林調節水量和改善水質的經濟價值。

7）固定CO2和釋放O2。

森林通過光合作用將大氣中的CO2固定在生物量之中，同時釋放O2。可以用替代成本法評估。固定CO2價值也可以用碳稅法來評估。

5.2.2不能同時滿足4項評估原則的指標有：

1）森林游憩。

該項價值屬于非消耗性直接使用價值，屬于“市場價值”類型，不屬于“公共物品”。而且，受交通、地形等因素限制，不是所有森林都具有游憩價值。

2）精神與宗教。

精神與宗教屬于歷史、文化等非物質文化遺產范疇，其載體通常是一個具有一定區域分布的、完整的生態系統（例如神山和圣地），不宜割裂，因此不適合用單位面積價值描述其價值，也不適合評估流量價值。

3）科教價值。

科教價值取決于人類認知水平、重視程度和社會經濟發展水平，難以按流量評估。

4）土壤形成。

土壤的形成需要自然和生物作用的漫長過程，不宜按年為單位計量流量。

5）養分循環。

養分循環是生態系統的內部反應過程，相應于人類利用而言屬于中間過程。

6）初級生產。

初級生產是生態系統自身得以維持的根本，是一個生物化學過程，該過程的產出物流通于市場后成為具有“市場價值”的生態系統產品（木材和果實等），因此不應入選。

5.2.3需要討論的是維持生物多樣性價值。

生物多樣性一般包括3個層次：基因多樣性、物種多樣性和生態系統多樣性。生物多樣性的價值具有兩重性：一方面，3個層次的多樣性都具有使用價值，可以在市場上進行交易，屬于“市場價值”類型，體現在高價值的基因、物種和森林生態系統（森林景觀）的開發利用和產品、產權的交易等社會經濟活動中，可以用市場定價法、條件價值法、旅行費用法等傳統的價值評價方法進行估計；另一方面，3個層次的多樣性又都具有從人類精神、情感上定義的存在價值的特征，屬于“非市場價值”，一般采用支付意愿調查或者基于特定人群（例如專家評審團）打分的方法等進行評估。根據前述原則，須在生態效益補償研究中評估“非市場價值”涉及的內容。

6結論與討論

6．1結論

森林生態補償具有市場交易行為特征，但是其內涵和目標決定交易對象通常是森林生態系統服務“流”，不是木材、食品、草藥等森林生態系統產品“流”，也幾乎不涉及森林資產（存量）的買賣。用“元／（hm2•年）”表征服務“流”的價值（即流量價值）較為直觀，符合補償金按面積逐年發放的實際。在常見價值評價指標中，適用于生態效益補償標準制定的有8種：傳粉、調節氣候、農田防護、凈化大氣、控制土壤侵蝕與保留營養元素、調節水量和改善水質、固定CO2與釋放O2，以及維持生物多樣性（特指“非市場價值”涵蓋的內容）。需注意，在具體評估實踐中選擇某一項、某幾項或者全部上述指標進行評估，取決于對象的自然特征和功能。因此要求研究者對森林特征和功能有清晰的認識。森林的消失與加快氣候變化、增加土壤侵蝕與水土流失、生物滅絕等關系密切，保護森林，尤其是天然林，已經成為世界各國共同關切的重要問題。在這一背景下，林地不容易轉變為其他用途（比如農用地和建筑用地等），但是經常面臨森林類型的改變，這與林地和林木的權屬關系相關。集體林權改革完成以后，天然商品林的林權所有者有權選擇皆伐天然林、經營人工林，如果準備用生態補償政策鼓勵林權所有人持續經營天然林，避免皆伐天然林，可以用需要保護的森林和潛在轉變的森林類型供應的ES流量價值的差作為補償標準的參考值。

6．2討論

1）補償標準的動態和極限。森林生態系統是生命與非生命組分共同組成的有機體，ES價值量會伴隨演替過程而發生變化，同時，人們對ES的購買力也隨社會經濟發展而發生變化。因此，補償標準也應當具有動態性和極限———隨支付能力的增強而加大補償力度是合理的，但是標準上限應趨近、但不超過系統處于相對穩定狀態（頂級群落）供應的ES“流”的價值量。現實中，兼顧考慮森林生態系統演替動態的，尚屬空白。