生态多样性价值精选(九篇)

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第1篇：生态多样性价值范文

1、直接经济价值，也叫使用价值或商品价值。是人们直接收获和使用生物资源所形成的价值。包括消费使用价值和生产使用价值两个方面；

2、间接经济价值，生物资源的间接价值是与生态系统功能有关，它并不表现在国家的核算体制上，但它们的价值可能大大超过直接价值。

3、潜在利用价值，保护生物资源可以为人类社会带来日益增长的利益，这种效益因地域和物种的不同而各不相同；

4、伦理价值，有些动植物物种在生物演化历史上处于十分重要的地位，有助于开展研究生物演化的过程。

第2篇：生态多样性价值范文

生态系统是一个“社会-自然-经济”复合生态系统，各个组成成分相互流通，协调发展。城市山岳型生态系统是以山地、丘陵为主的自然资源为载体，加以城市独特的文化影响而形成的区域综合体。城市山岳型生态系统在固碳释氧、保育水土、涵养水源、净化空气、增加生物多样性和旅游观赏等方面提供了多种服务，为市民的休闲娱乐活动提供了一个良好的环境，缓解了城市经济发展与环境保护之间的矛盾，为构建绿色文明生态城市提供了支持。综观国内外关于生态系统服务价值的研究，其研究区域的类型大多是湿地、森林等自然保护区，而对城市山岳型生态系统服务价值的估算较少。随着城市化进程的不断加快，城市面积不断向周围郊区扩展，城市郊区化进程加速，拥有典型的自然景观与优越的城市区位优势的城市山岳型生态系统开始涌入大众视野。不同生态系统拥有的服务功能并不完全相同，其服务价值的侧重也不一，如同湿地生态系统更加偏重涵养水源服务价值，而农田生态系统会拥有很多生态系统没有的功能。针对不同的生态系统其服务价值的估算方法也各不相同，难以用一个公允的货币衡量标准来估算其价值（刘晓艳、秦格，2016）。本文综合运用生态系统服务价值的水量平衡法、影子工程法、市场价格替代法等估算方法来探究城市山岳型生态系统的服务价值，以期为城市山岳型生态系统价值评价和补偿规划及实施提供参考，推进生态系统服务货币化、资本化的科学研究提供借鉴。

二、城市山岳型生态系统服务价值研究方法及相关数据

城市山岳型生态系统的直接价值主要体现在林产品和经济作物的创收上，其生态服务价值主要体现在间接价值和潜在价值上，很难进行定量化评估，容易被人们忽略。本文在基于环境经济学和国内外研究成果的基础上，将物质量评价方法和价值量评价方法相结合，运用碳税法、工业制氧法、市场价格替代法、支付意愿法等估算方法对城市山岳型生态系统间接价值和潜在价值进行初步探讨。

（一）研究方法

1.固碳释氧价值估算方法。城市山岳型生态系统拥有丰富的植被资源，它们通过光合作用吸收二氧化碳并释放氧气，在维持空气中二氧化碳和氧气的动态平衡和减轻温室效应上有着至关重要的作用。固碳释氧价值的估算分两步进行，一是运用碳税法对生态系统的固碳（C）价值进行估算，二是运用工业制氧法将工业制氧所需成本作为释放氧气的价值进行估算。（1）碳税法：V（C）=S（C）•P（C）•A，式中：V（C）为固碳价值（CNY•a-1），S（C）为植被单位面积固碳量（t•（hm2•a）-1），P（C）为单位固碳价格（CNY•t-1），A为研究区域面积（hm2）。（2）工业制氧法：V（O2）=C（O2）•S（O2）•A，式中：V（O2）为植被释放氧气价值（CNY•a-1），C（O2）为工业制氧成本（CNY•t-1），S（O2）为植被单位面积释氧量（t•（hm2•a）-1），A为研究区域面积（hm2）。

2.保育水土价值估算方法。城市山岳型生态系统保育水土功能主要包括减少土壤侵蚀和减少土地养分流失。保育水土价值的计算首先需要对土壤侵蚀总量进行计算，然后再从这两个方面进行估算。（1）减少土壤侵蚀价值：ES=A•M，式中：ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），A为研究区域面积（hm2），M为无林地中等程度土壤侵蚀模数（m3•（hm2•a）-1）。=ES/TS，式中：为因土壤侵蚀造成的年废弃地面积（m2），ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），TS为土壤表土平均厚度（m）。US=C1•，式中：US为减少土壤侵蚀的价值（CNY•a-1），C1为我国南方林业生产的平均收益（CNY•（hm2•a）-1），为年废弃土地面积（hm2）。（2）减少土地养分流失价值：减少土地养分流失价值主要体现在减少土地内部大量含有的N、P、K等养分流失上。UC=BS•ES•（N•P1/RN+P•P1/RP+N•P2/RK），式中：UC为减少土壤养分流失的价值（CNY•a-1），BS为土壤容重（t•m-3），ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），N、P、K分别为林地土壤平均含氮、磷、钾量（%），RN、RP、RK分别为磷酸二铵化肥含氮量、磷酸二铵化肥含磷量，氯化钾化肥含钾量（%），P1、P2分别为磷酸二铵化肥价格（CNY•t-1）、氯化钾化肥价格（CNY•t-1）。

3.涵养水源价值估算方法。涵养水源主要是利用树木根部的蓄水功能来达到调节径流、净化水质等目的。运用水量平衡法以及影子工程法等方法来估算由于保护树木而产生的地表水和地下水的价值，即涵养水源价值。W=（R-E）•A式中：W为年涵养水源量（m3•a-1），R为年平均降雨量（mm•a-1），E为年平均蒸发量（mm•a-1），A为研究区域面积（hm2）。应用影子工程法估算涵养水源的价值是指将树木的蓄水功能比作一个蓄水工程，计算蓄水工程的建造成本。U=W•C式中：U为蓄水价值（CNY•a-1），W为年涵养水源量（m3•a-1），C为水库建设单位库容投资成本（CNY•m-3）。山岳地区多产生泉水，结合当地实际情况，估算当地饮用泉水人数与每人每日取泉水量，计算其泉水价值。K=RE•CE•DE•PE式中：K为每年泉水价值（CNY•a-1），RE为饮用泉水人数（个），CE为每人每日取泉水量（m3•（个•d）-1），DE为每人每年取泉水天数（d），PE为泉水价格（CNY•m-3）。WS=U+K式中：WS为涵养水源总价值（CNY•a-1），U为蓄水价值（CNY•a-1），K为泉水价值（CNY•a-1）。

4.净化空气价值估算方法。城市山岳型生态系统能够有效地吸收有害物质，释放负离子，减轻雾霾。净化空气主要是体现在凝聚粉尘和植物吸收SO2两项指标上。（1）凝聚粉尘价值：F=S1•C2•A，式中：F为生态系统凝聚粉尘价值（CNY•a-1），S1为植被单位面积凝聚粉尘量（kg•（hm2•a）-1），C2为凝聚粉尘所需费用（CNY•kg-1），A为研究区域面积（hm2）。（2）吸收SO2价值：L=S2•C3•A，式中：L为生态系统吸收SO2价值（CNY•a-1），S2为单位面积吸收SO2的含量（kg•（hm2•a）-1），C3为吸收SO2单位投资成本（CNY•kg-1），A为研究区域面积（hm2）。

5.增加生物多样性价值估算方法。生态系统复杂性增强，增加生物多样性的可能性就越大。增加生物多样性利于构建更加稳健的生态系统。采用支付意愿法对增加生物多样性价值进行估算：U生=（D+Y）•A式中：U生为生态系统增加生物多样性价值（CNY•a-1），D为砍伐树木导致每年生物多样性以及游憩的损失价值（CNY•（hm2•a）-1），Y为全球社会性对我国保护森林资源的支付意愿（CNY•（hm2•a）-1），A为研究区域面积（hm2）。

6.旅游观赏价值估算方法。城市山岳型生态系统具有丰富的动植物资源，每年会吸引大量游客旅游观赏。游客的消费价值体现了城市山岳型生态系统的旅游观赏价值。I=UP•H，式中：I为旅游费用（CNY•a-1），UP为游客进行一次旅游所需花费（CNY•人次-1），H为每年景区旅游人数（人次•a-1）。

三、岳麓山生态系统服务价值估算

岳麓山生态系统作为城市山岳型生态系统提供了固碳释氧、保育水土、涵养水源、净化空气、增加生物多样性和旅游观赏等多种服务，但其服务价值未实现货币化、资本化。本文运用生态经济学研究成果结合岳麓山当地实际情况对岳麓山生态系统服务价值进行估算，为岳麓山生态系统提供定量化分析的依据。

（一）岳麓山概况

岳麓山位于湖南省长沙市西城区，是典型的城市山岳型风景区。最高海拔300.8米，面积528hm2，年平均温度17℃，年平均降水量1200至1400mm，属于典型的亚热带季风气候（王凯、李志苗、肖燕，2016）。森林资源丰富，植被主要以亚热带常绿阔叶林和亚热带暖性针叶林为主，共有植物种类174科，977种，其中野生植物占555种，动物资源也极其丰富。自2009年以来，岳麓山风景区实行了免费开放的旅游政策，吸引了更多的人前往旅游观赏。

（二）估算过程及结果

1.固碳释氧价值。岳麓山生态系统固碳（C）价值：2.55×107CNY•a-1；释氧价值：2.63×107CNY•a-1，则岳麓山生态系统固碳释氧价值为5.18×107CNY•a-1。

2.保育水土价值。减少土壤侵蚀价值。岳麓山生态系统每年减少土壤的侵蚀总量为1.06×105m3•a-1，废弃土地面积为1.77×105m2，由此可得岳麓山生态系统减少土壤侵蚀的价值为7.08×103CNY•a-1。将林地中N0.15%、P0.1%、K1%的含量计算，可得岳麓山生态系统减少土壤养分流失的价值为1.07×107CNY•a-1。岳麓山生态系统保育水土价值为1.07×107CNY•a-1。

3.涵养水源价值。岳麓山年平均降水量为1200至1400mm，取1300mm，年平均蒸发量取1200mm，可得涵养水源量为5.28×105m3•a-1，则蓄水价值为3.54×105CNY•a-1。岳麓山周边约有上万住户，取1000人为每日取泉水人数，每人每日约取15m3泉水，按1CNY•m-3计算，因刮风下雨等特殊因素，取泉水日一年按300天计算，则泉水价值为4.5×106CNY•a-1。则岳麓山生态系统涵养水源总价值为4.85×106CNY•a-1。

4.净化空气价值。岳麓山森林种类主要为亚热带常绿阔叶林和亚热带暖性针叶林，凝聚粉尘含量取两种林分平均值21655kg•（hm2•a）-1。可得岳麓山生态系统凝聚粉尘价值为1.94×106CNY•a-1。根据上述表格数据，吸收SO2含量取二者平均值，即152.125kg•（hm2•a）-1。则岳麓山生态系统吸收SO2价值为4.82×104CNYa-1。由上文可得：岳麓山生态系统净化空气价值为1.99×106CNY•a-1。

5.增加生物多样性价值。保护森林即为保护生物多样性的增加而付出行动，社会对我国森林资源保护的支付意愿为112USD•（hm2•a）-1，折合人民币770.56CNY•（hm2•a）-1，砍伐森林会导致生态系统的循环修复能力下降，易造成生物多样性锐减，每年因此造成生物多样性损失价值达400USD•hm-2，即2752CNY•（hm2•a）-1（韩秋萍、张修玉、许振成，等，2014）。则岳麓山生态系统增加生物多样性价值为1.86×106CNY•a-1。6.旅游观赏价值。根据笔者的实地调查，前往岳麓山进行旅游观赏活动的游客支付意愿情况（包含交通费用和其他费用）如下：0元—10元（56.5%），11元—20元（15.2%），21元—50元（13.1%），51元—100元（13.1%），101元—200元（2.1%）。消费情况按5元、15元、35元、75元、150元分别与百分比相乘再加和可得加权平均消费为22.67CNY/人次。在长沙市岳麓山风景名胜区管理局查询得知2015年岳麓山风景区游客人数为5×106人次。则旅游观赏价值为1.13×108CNY•a-1。由于生态系统服务价值中旅游观赏价值的计算一般不考虑游客的时间机会成本，若加入游客的时间机会成本则旅游观赏价值将会更高。

（三）综合价值与分析

通过以上计算可以得到岳麓山生态系统服务总价值为1.84×108CNY•a-1。其中固碳释氧价值为5.18×107CNY•a-1，保育水土价值为1.07×107CNY•a-1，涵养水源价值为4.85×106CNY•a-1，净化空气价值1.99×106CNY•a-1，增加生物多样性价值1.86×106CNY•a-1，旅游观赏价值1.13×108CNY•a-1，各项贡献大小依次为旅游观赏＞固碳释氧＞保育水土＞涵养水源＞净化空气＞增加生物多样性。其中旅游观赏价值所占比例最大，约占总价值的61.34%，这说明旅游业已成为岳麓山的支柱产业。旅游业是一个资源依托型产业，旅游观赏价值依托于生态系统其他的服务功能而存在，生态系统的其他服务功能能为旅游业的发展创造良好的资源环境，是促进旅游业的发展的根本前提。因此，在大力发展旅游业的同时，应加大对自然环境的保护力度，确保生态系统服务功能的完整性得以维系，为岳麓山的可持续发展提供保障条件。

四、结论

第3篇：生态多样性价值范文

这个国际纪念日的确立，说明生物多样性问题已经引起各国政府的广泛关注。生物多样性保护与持续利用已成为人类与环境领域的中心议题。

什么是“生物多样性”？

生物多样性（biological diversity 或 biodiversity)是指地球上的生物（包括动物、植物、微生物）在所有形式、层次和联合体中生命的多样化，包括生态系统多样性、物种多样性和基因多样性。生物多样性是地球上生命经过几十亿年发展进化的结果，是人类赖以生存的物质基础。这一概念反映了基因、物种和生态系统的相互关系：基因是物种的组成部分，物种是生态系统的组成部分，也是生物多样性的中心。生物多样性作为地球上各种生物赖以长期存在、繁衍、昌盛的基础和社会财富的源泉，已越来越受到人类的重视。

生物多样性为什么如此重要？

人类从生物多样性中得到了所需的全部食品、许多药物和工业原料。物种为人类提供了食物的来源，作为人类基本食物的农作物、家禽和家畜等均源自野生物种。野生物种是培育新品种不可缺少的原材料，特别是随着近代遗传工程的兴起和发展，物种的保存更有着深远的意义。

物种是多种药物的来源，随着医学研究的深入，越来越多的物种被发现可作药用。

物种资源能提供大量的工业原料。自然界的动植物能提供给人类所需的皮毛、皮革、纤维、油料、香料、胶脂等各种原料。

以上的例子是人们所熟知的直接价值，而间接价值也非同小可。

物种多样性对科学技术的发展是不可或缺的。仿生学的发展离不开丰富而奇异的生物世界。生物多样性是维持生态系统相对平衡的必要条件，某个（些）物种的消亡可能引起整个系统失衡甚至崩溃。

生物多样性的间接价值主要与其功能有关：固定太阳能、调节水文、防止水土流失、调节气候、吸收分解污染物、贮存营养元素并促进养分循环和维持进化过程等方面都与生物多样性间接相关。许多目前认为无足轻重的物种，可能有着重要的价值。

椐估计，地球上生物约有300万-1000万种以上，但至今有案可查的仅150万种，经人类研究和加以利用的只是其中的一小部分。很多物种还没来得及定名就已灭绝。

不同类型的生态系统面积的锐减，无法再现的基因、物种和生态系统正以前所未有的速度消失。如果不立即采取有效措施，人类将面临能否继续以其固有方式生活的挑战。生物多样性的研究、保护和持续合理利用亟待加强，刻不容缓。

由于中国是人口最多的国家，而且80%人口分布在农村，对生物多样性具有很大的依赖性。中国经济的高速发展和庞大的人口压力给生物多样性造成很大影响，致使中国成为生物多样性受到严重威胁的国家。在《濒危野生动植物种国际贸易公约》列出的640个世界性濒危物种中，中国就占了约25%共156种，形势十分严峻。

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我国是《生物多样性公约》的缔约国，又是多种生物的起源中心。保护生物多样性的工作，己列入政府议事日程，尤其是近年环境保护、污染防治和生态保护并重方针的实施，有力地推动了生物多样性保护工作的进程。

面对全国范围内的生物物种危机，这些努力无疑是远远不够的，还需要全体国民的重视和对物种栖息地的持续改善。

作为普通公民，我们能为生物多样性保护做些什么呢？

第4篇：生态多样性价值范文

关键词：土地利用；景观格局；生态效应；淮安市

中图分类号：P901；F301．24 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2012）05－0894-05

Analysis on the Change of Landscape Pattern of Land Use and Its Ecological Effect

in Huai′an City

ZHANG Fei， KONG Wei， WANG Yue－xiang

（School of Urban and Environmental， Huaiyin Normal University， Huai′an 223300， Jiangsu，China）

Abstract： Based on the remote sensing interpretation data of 1988 and 2005， the characteristics of land－use landscape in Huai＇an city were analyzed using landscape diversity index， landscape predominance index and landscape evenness index； and the variation of ecosystem services were evaluated． The results indicated that the landscape diversity index and landscape evenness index of land－use landscape in Huai’an city decreased； while the landscape predominance index increased； the ecosystem service values decreased by 44．87×108 yuan； and the land ecological risk index increased by 0．013 from 1988 to 2005．

Key words： land use； landscape pattern； ecological effect； Huai′an city

土地利用景观格局变化是由于自然因素与人为因素相互作用所产生的一定区域生态环境体系的综合反映。研究土地利用景观格局特征并从生态系统服务价值角度评价土地利用景观生态效应，对于了解区域土地利用景观格局特征，实现土地资源的可持续利用，促进区域经济与环境的协调发展等都具有重要意义［1］。目前，越来越多的研究者开始注重从不同角度与尺度对土地利用景观格局及其生态效应进行综合研究［2］。以淮安市为研究区域，采用景观生态学的空间格局指数分析研究区域的土地利用景观格局变化特征，并参照谢高地等［3］的研究成果，定量评价研究区域土地的生态效应，为该区域土地利用结构的优化提供决策依据，以实现土地资源可持续利用和生态环境保护。

1 研究区域概况

淮安市处于淮河流域下游，位于北纬32°43′00″－34°06′00″，东经118°12′00″－119°36′30″，北接连云港市，东邻盐城市，南连扬州市和安徽省滁州市，西邻宿迁市，是江苏省省辖市。该市现下辖四区四县（清河区、清浦区、淮阴区、楚州区和金湖县、盱眙县、涟水县、洪泽县），面积1．01万km2。

淮安市属黄淮平原与江淮平原的结合部，全市境内无高山，地势西高东低，以平原为主。境内河湖交错，水网纵横，京杭大运河、淮河贯穿全境，洪泽湖、白马湖镶嵌其中，是国家历史文化名城。境内为温带季风气候，四季分明，年平均气温14 ℃，年平均降水量940 mm，年日照时数2 130～2 430 h。

改革开放以来，特别是近年来，淮安的经济建设和各项社会事业取得了长足发展。2005年，全市总人口为527．77万人，全年实现地区生产总值561．81亿元，农村居民人均纯收入达到4 024元，在岗职工平均工资达到14 136元。

2 研究方法

2．1 土地利用景观数据获取

以淮安市1988年的Landsat-5 TM和2005年的Landsat-7 ETM+影像数据为基础，结合1∶100 000地形图以及其他辅助资料，通过人工目视解译与计算机遥感图像自动解译分类，得到2个时期的土地利用预分类图，提取了2个时期的土地利用／覆被信息。参考中国科学院“中国资源环境数据库”土地利用遥感分类体系，将研究区域土地利用类型分为耕地、林地、草地、水域、建设用地和未利用土地六类，统计出不同土地利用景观的面积。为了保证数据的可靠性，对分类结果进行精度评价。从土地利用分类图上各随机采样850块，Kappa指数在0．73以上，超过了最低允许判别精度Kappa指数≥0．70的要求［4］。

2．2 土地利用景观格局分析模型［5］

1）土地利用景观多样性指数。土地利用景观多样性指数反映了土地利用景观类型的多少和各景观类型所占的比例。如果景观是由单一要素构成的，景观是均质的，其多样性指数是0；由两个以上的要素构成的景观，当各景观类型所占比例相等时，其景观的多样性最高；各景观类型所占比例差异增大，则景观的多样性下降。土地利用景观多样性指数计算公式为：

Hi＝-PijlnPij （1）

式中，Hi――第i年土地利用景观多样性指数；Pij――第i年第j种景观类型土地面积占土地总面积的比例；m――土地利用景观类型的总数。

2）土地利用景观优势度指数。土地利用景观优势度指数用于测度区域土地利用景观类型中占支配地位的一种或几种景观类型的控制程度。其计算公式为：

Di＝Hmax+PijlnPij （2）

Hmax＝lnm （3）

式中，Di――第i年土地利用景观优势度指数；Hmax――研究区域各土地利用景观类型面积相等时的多样性指数；其他参数同上。

3）土地利用景观均匀度指数。土地利用景观均匀度指数是描述土地利用各景观类型分配的均匀程度。其计算公式为：

Ei=×100% （4）

H′＝-ln（Pij2） （5）

式中，Ei――第i年土地利用景观均匀度指数；H′――修正后的Simpson指数；其他参数同上。

2．3 生态系统服务功能划分与生态系统服务价值计算

2．3．1 生态系统服务功能划分 生态系统服务功能是指区域生态系统与生态过程所形成的、维持人类生存的自然环境条件及其效用［6］，不同的学者对其划分方式不同。Costanza等［7］将生态系统服务功能分为17种，即气体调节、气候调节、干扰调节、水调节、水供应、防侵蚀、土壤形成、养分循环、废物处理、传粉、生物防治、避难所、食物生产、原材料、基因资料、休闲旅游和文化。而我国学者谢高地等［3］在此基础上，针对中国大陆陆地生态系统的特点，将陆地生态系统服务功能分为气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理、生物多样性维持、食物生产、原材料生产、休闲娱乐等9项。该研究采用谢高地等［3］的研究成果。

2．3．2 单位面积生态系统服务价值的确定 1997年Costanza等［7］在《自然》杂志上发表的《全球生态系统服务价值和自然资本》一文，使生态系统服务价值评估的原理与方法从科学意义上得以明确，但该研究中某些数据存在较大偏差，如对耕地的估计过低，对湿地估计又偏高等。鉴于此，国内学者谢高地等［3］在Costanza等［7］提出的评价模型基础上，对国内200位生态学者进行了问卷调查，得出了中国陆地生态系统服务价值当量因子（表1）。该当量因子利用生态系统服务功能之间相互贡献的大小和农田食物生产服务经济价值评价区域生态系统服务价值，比以往评价方法更为全面，具有更强的针对性［8］。

表1是定义1个当量因子为1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值，其经济价值等于全国平均粮食单产市场价值的1／7，其他生态系统服务价值当量因子是指生态系统的各项生态服务相对于农田食物生产服务贡献的大小，由此便可将权重因子转换成生态系统服务价值。参照谢高地等［3］的方法，根据淮安市实际情况，依据公式（6）可以计算得到淮安市单位面积农田生态系统提供食物生产服务的经济价值。

Ea＝ （6）

式中，Ea为单位面积农田生态系统年提供食物生产服务的经济价值；i为粮食作物种类，淮安市粮食作物主要有稻谷、小麦；pi为i种粮食作物的全国平均价格；qi为i种粮食作物单产；mi为i种粮食作物播种面积；M为粮食作物播种总面积。

2．3．3 生态系统服务价值及其变化量估算 计算生态系统服务价值时价值系数按以下原则操作：耕地对应农田；林地对应森林；草地对应草地；水域对应水体；未利用地对应荒漠；建设用地的生态系统服务价值为0。据此可测算出各类土地利用景观类型单位面积年度生态系统服务价值。生态系统服务价值的计算公式为：

ESV＝（Aj・Cj） （7）

式中，ESV――年生态系统服务价值（元／年）；Aj――研究区域第j种土地利用景观类型的土地面积（hm2）；Cj――第j种土地利用景观类型的单位面积年生态系统服务价值［元／（hm2・年）］。2005年，淮安市小麦播种面积21．863万hm2，单产4 890 kg／hm2，全国主产区收购价格为1 380元／t，稻谷播种面积26．948万hm2，单产7 500 kg/hm2，全国主产区收购价格为1 553元／t，由此得出淮安市农田自然粮食产量的经济价值为1 350．44元／hm2。比照中国陆地生态系统服务价值当量因子，得到淮安市2005年不同土地利用景观类型单位面积的生态系统服务价值（表2）。

2．3．4 土地生态风险指数 为建立土地利用景观类型与区域综合生态风险之间的联系，利用各土地利用景观类型的面积，构造各土地利用景观类型的生态风险指数（ERI）［9］，用于描述土地综合生态风险的相对大小，计算公式如下：

ERI＝ （8）

式中，Aj为第j种土地利用景观类型面积；A为土地总面积；Wj为第j种土地利用景观类型所反映的生态风险强度参数。

3 结果与分析

3．1 各类土地利用景观面积变化分析

淮安市1988和2005年2个时段土地利用状况如图1。由图1、表3可知，1988-2005年该区域土地利用景观发生了巨大变化，主要表现在建设用地和耕地有所增加，其他土地利用景观类型均呈减少趋势，其中水域由1988年的3 549．43 km2减少到2005年的2 946．60 km2，减少16．98％；林地减少470．96 km2；未利用地减少了191．71 km2；草地减少了173．02 km2；耕地由1988年的3 785．45 km2增加到2005年的4 669．60 km2，增长23．36％；建设用地增加554．37 km2。

3．2 土地利用景观格局变化分析

利用公式（1）至公式（5）计算出淮安市1988和2005年的土地利用景观多样性指数、优势度指数和均匀度指数（表4）。由表4可见，1988－2005年淮安市土地利用景观多样性指数、均匀度指数总体呈现下降趋势，分别从1988年的1．382 5、66．09％下降到2005年的1．244 7、59．04％。随着土地利用景观多样性指数、均匀度指数的下降，土地利用景观优势度指数总体呈现上升的态势，从1988年的0．409 3增加到2005年的0．547 0。这些指标的变化，一方面说明人类活动不断增强，人类对自然景观的影响逐渐增大，但另一方面反映研究区的景观多样性在下降，复杂度在降低，各土地利用景观类型在面积上分布的不均匀程度增大，土地利用向单一化和集约化方向发展，表现在研究期内耕地景观在研究区域占绝对优势，远远超过其他景观类型，且耕地景观面积占总面积的比例在研究期内呈上升趋势，即从1988年的39．13％增加到2005年的48．27％；各种土地利用景观类型面积占总面积比例的差值增大，如1988年比例最大值与最小值之差为36．66个百分点（耕地为39．13％、未利用地为2．47％），2005年比例最大值与最小值之差为47．78个百分点（耕地为48．27％、未利用地为0．49％）。

3．3 生态系统服务价值变化分析

根据2．3．3中介绍的方法，利用公式（7）计算出淮安市1988和2005年生态系统服务价值（表5）。由表5可见，构成淮安市ESV的主要土地利用景观类型是水域和耕地。1988和2005年，水域和耕地的ESV之和占总ESV的比例分别为88．75％和93．13％，表明研究期内这两者的生态服务功能在总体生态服务功能中的地位越来越突出。研究期内淮安市的ESV总体呈减少趋势，从1988年的288．07亿元减少到2005年的243．20亿元，减少了44．87亿元，减少15．58％。在土地利用景观类型中，除耕地的生态系统服务价值在研究期内有所增加外，其余土地利用景观类型的生态系统服务价值均有不同程度减少，其中，减少最多的是水域，减少37．43亿元；其次为林地，减少13．90亿元。

3．4 土地生态风险指数动态变化

土地生态风险强度参数的确定采用层次分析的指数标度法。首先通过专家判断用半定量的赋值方法确定各土地利用景观类型的相对风险程度等级值，然后计算出各因素的相对重要性和各土地利用景观类型对某一因素的相对重要性顺序，最后得出各土地利用景观类型的风险强度参数。韦仕川等［10］在研究东营市土地生态风险强度参数时，曾将耕地、草地、林地、水域、建设用地、未利用地的生态风险强度参数分别设定为0．112 7、0．075 7、0．071 4、0．079 1、0．253 8、0．084 4。采用这一研究成果，利用公式（8）计算出淮安市1988和2005年的土地生态风险指数分别为0．105和0．118。由此可见，淮安市在研究期内的土地生态风险指数呈增加趋势，增加了0．013，表明随着土地利用变化，淮安市的土地生态安全总体上呈现出恶化的趋势。

4 结论

1988-2005年淮安市土地利用景观多样性指数、均匀度指数总体呈现下降趋势，优势度指数总体呈现上升趋势，说明淮安市土地利用趋于集约化和单一化，一方面表现在研究期内耕地景观在研究区域中占绝对优势；另一方面表现在各种土地利用景观类型面积占土地总面积比例的差值增大。

土地利用的集约化和单一化引起区域生态系统服务价值下降。1988-2005年淮安市生态系统服务价值减少了44．87亿元，减少15．58％，这主要是由于水域与林地的面积下降导致的。同时，土地生态风险指数也增加了0．013，表明淮安市的土地生态安全总体上呈现出恶化的趋势。因此，该地区今后应提高土地集约节约利用水平，通过土地整治来增加耕地和满足经济发展对土地的需求，控制耕地和建设用地占用林地、水域的行为，以促进土地资源的可持续利用。

参考文献：

［1］ 罗彦芳，钱 翌，王秀珍．淳安县土地利用景观格局特征及其生态效应研究［J］．水土保持研究，2007，14（6）：388－392．

［2］ 宋治清，王仰麟．城市景观及其格局的生态效应研究进展［J］．地理科学进展，2004，23（2）：97－106．

［3］ 谢高地，鲁春霞，冷允法，等．青藏高原生态资产的价值评估［J］．自然资源学报，2003，18（2）：189－196．

［4］ LUCAS I F J， FRANS J M， WEL V D． Accuracy assessment of satellite derived land cover data： a review［J］． Potogammetric Engineering ＆ Remote Sensing，1994，60（4）：410－432．

［5］ 邬建国．景观生态学――格局、过程、尺度与等级［M］．北京：高等教育出版社，2000．

［6］ DAILY G C． Nature Services：Societal Dependence on Natural Ecosystem［M］． Washington DC：Island Press，1997．

［7］ COSTANZA R，ARGE R，DE GROOT R，et al．The value of the world’s ecosystem services and natural capital［J］． Nature，1997，387：253－260．

［8］ 肖 玉，谢高地，安 凯．莽措湖流域生态系统服务功能经济价值变化研究［J］．应用生态学报，2003，4（5）：676－680．

第5篇：生态多样性价值范文

关键词：都市型现代农业 生态服务价值 监测报告

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

[1]北京市统计局、国家统计局北京调查总队，2006年北京统计年鉴，中国统计出版社，2006。

第6篇：生态多样性价值范文

关键词：保护生物学；课程特点；教学策略

中图分类号：G642.4 文献标志码：A 文章编号：1674-9324（2013）43-0218-03

《保护生物学》是研究生物多样性的变化规律及其保护的科学，也是在全球生物多样性锐减的大背景下，人类对自然资源的保护意识逐渐觉醒后产生的一门新兴的综合性学科[1]。通过该课程的学习，不仅有助于学生认清人与自然的关系，而且对于提高学生的生物保护意识、生态文明和道德素养都具有举足轻重的作用[2]。很多高校已将该学科作为一门重要的素质教育课，尤其强调其教学中的情感教育元素[3]。本文浅析该学科的课程特点，并在教学实践的基础上提出了情感教育的教学渗透策略，以期为《保护生物学》的教学研究提供基础资料。

一、保护生物学的课程特点

1.学科形成的背景。生物多样性是地球上生命长期进化的结果，是人类生存的物质基础。然而随着科学技术的发展，人类改造自然的能力不断增强以及对自然界的过度利用索取，使得生物多样性正面临着前所未有的严重危机[4]。《保护生物学》是专门研究生物多样性及其保护的学科，从其孕育到现在不过几十年的历史。1937年，埃林顿和哈默斯特罗姆最早提出了“保护生物学”的名词，但是并没有引起公众的重视和后续的发展。直至20世纪70年代，生物多样性问题已成为许多国家可持续发展的首要问题，环境污染和野生物种的生存危机将成为限制今后人类发展的关键要素之一，许多环保人士自发形成绿色和平组织，最终发展为“绿党”，其最根本的政治学原则是实现生态平衡。但是，有关物种生存条件、灭绝机制以及环境保护的研究多分散于各个基础生物学科中，在解决问题时苦于没有专门研究生物多样性的学科，亟需学科形成和深入的专业研究。1978年，首届国际保护生物学大会的举行推进了专业深入的学术研究，随着相关理论的丰富和发展，标志着《保护生物学》这门学科的诞生[5]。

2.学科特征。保护生物学由基础生物学、应用生物学和社会科学交叉融会而成。作为一门交叉学科，保护生物学不仅研究物种和生境所面临的威胁，而且还包括采取保护行动，因此被赋予独特的特征，表现在它是一门处理危机的决策科学，一门处理统计现象的科学，也是一门价值取向的科学。（1）保护生物学是一门处理危机的决策科学。Soule将保护生物学称之为危机学科[6]，将利用直觉和创造力加上现有的信息来比较相似的事例，再参照理论模式进行决断。这显然不符合常规的科学演绎和推理，但是为了处理现有的生物多样性危机，只能先制定一定的保护决策。而检验决策的标准是野生状态下的珍稀物种是否持续发展和存在，或具有代表性的自然生态系统是否保存完整等，因而具有一定的未知性。（2）保护生物学是一门处理统计现象的科学。生态系统作为复杂的多因素系统是难以预测和模拟的，因此生物多样性问题的答案只能在一定概率水平上进行统计和推测。作为一门处理统计现象的学科，保护生物学家常常不能对一个环境问题提供简单的答案，这是因为不确定性是生态与自然保护问题的固有特征，只有得到全面深入的数据，才可尽可能地解决相关科学问题。（3）保护生物学是一门具有价值取向的科学。科学应当是无价值取向的完全客观的东西，不涉及人的观点与愿望，但在这一点上，保护生物学显示出与众不同的学科特点，这是因为保护生物学的研究目的十分明确，其意义就是为了保护有价值的生物多样性，而这样的价值取向使得该学科与人类的愿望密切相关，具有一定的主观性。

二、情感教育的教学策略

我国的教育家们自古以来就已经把情感教育放在十分重要的地位。而大学阶段正是青年学生生理和心理的成熟时期，也是世界观和人生观的形成阶段。如果能在教学内容中适时融入情感教育，培养学生为社会服务的理想，可达到事半功倍的效果。由于在保护生物学的教学内容中有明确的价值取向，因此应在教学中将情感教育放在重要的地位，使学生成为保护生物多样性的坚决拥护者和执行者。那么怎样在教学中渗透情感教育呢？笔者在教学中进行了以下尝试：

1.渗透生态优先的理念。全球性的生态危机从表面看，是自然生态环境遭到人类不合理的改造后而导致整个自然界的基本结构和功能发生失衡，而深层意蕴表达的则是人在自然界面前迷失了自己的本性。为此，要在保护生物学的教学中使学生形成一种人类和自然界相互和谐发展的生态价值观，强调保护环境和生态优先的理念，向学生强调社会要想健康、协调、可持续发展，必须尊重自然，如果我们人类以自然界主人的身份自居，以征服自然、改造自然为追求目标而自鸣得意，不断地向自然进行索取，这是非常有害的。

2.精选教学内容，贯穿情感教育。教师在教学内容中应着重介绍国际自然保护、野生生物保护潮流以及生物多样性保护的原理与方法，在整个教学过程中应始终贯穿人与自然和谐共生和可持续发展的思想。可以举出某一典型受损物种（如藏羚羊等）为载体，能快速引发学生的强烈共鸣，从中讲解保护生物学的基本理论，不仅使抽象的理论变得生动直观，还可以灌输保护生物多样性的迫切理念，有助于激发学生的社会责任感和历史使命感。同时，在列举国际著名保护生物学实例的同时，也要注重介绍本区生物多样性的受损情况、保护现状与尚待解决的实际问题，让学生参与分析讨论，融入角色和学以致用。

3.利用多媒体手段和课堂讨论，使学生感同身受。我国著名的教育家陶行知先生曾经说过：真的教育是心心相印的活动，唯独从心里发出来的，才能达到心底。教师应根据与教学内容相联系的背景，利用多媒体手段的直观性和生动性，将美好的生物多样性和遭受损害的恶果展现在学生面前，经常搜集播放一些视频，如关于藏羚羊的《可可西里》和美国前总统戈尔的环保讲座等，既能活跃课堂气氛，激发学习兴趣，还能提高教学效率，建立优质高效的教学模式。还可以在此基础上组织学生开展生物多样性保护方面的讨论和辩论，学生进行展示、交流、讨论、答辩和分析等主体活动，不但感同身受快速融会贯通了新的知识点，还有助于同化和调整建构新的知识平台，也充分体现了该课程的时代性和整体性。

4.以作业形式促进学生点击自然保护组织的网页。关于保护生物学的链接网页有很多，要求学生浏览并以作业形式汇报的网页主要包括世界自然保护联盟（IUCN）、国际野生生物保护学会（WCS）、中国科学院生物多样性信息系统（CBIS）等，要求学生了解最新信息，从中找到研究热点，潜移默化地培养学生的自然保护意识，并作为平时成绩的重要考核指标促进学生的知识延伸。

5.鼓励学生参加绿色环保组织。动员学生积极参与保护生物多样性的各种活动，鼓励他们以志愿者的身份身体力行地传播绿色文明。通过树立绿色观念，普及绿色文明、生态保护和可持续性发展的意识，展示当代大学生关注社会、以天下为己任的精神风采。总之，《保护生物学》课程是培养大学生绿色环保意识的重要教学平台，应充分发挥这一平台的情感教育作用，改变极端人类中心主义的价值观念，让学生充分认识到生物多样性的价值，摆正人类在大自然中的真实位置和作用，树立人与自然相互平等、相互依赖的生态文明价值观，形成符合生态法则的辩证唯物主义世界观，这也是我们现代大学教育应该贯彻坚守的新理念。

参考文献：

[1]Soule M E.Conservation Biology：The science of scarcity and diversity[J].Sunderl and Mass：Sinauer Associates INC，1986.

[2]蒋志刚，马克平，韩兴国.保护生物学[M].杭州：浙江科学技术出版社，1997.

[3]曹丽敏，司马永康，曹利民，等.保护生物学概述[J].云南大学学报，2001，23：65-70.

[4]马克平.试论生物多样性的概念[J].生物多样性，1993，1（1）：20-22.

[5]Primack R B，季维智.保护生物学基础.北京：中国林业出版社，2000.

[6]Soule M E.What is conservation biology[J].BioScience，1985，35：727-734.

第7篇：生态多样性价值范文

关键词：园林植物；多样性；规划；原则

1 地带性原则

地带性的植物是当地气候条件下自然选择的结果，具有最大的适应性和稳定性，能够全面反映所在地带的自然地理和历史条件。城市绿化的应用植物物种选择，要基本切合本地区森林植被地理区中所展示的植物品种分布规律。一般来说，植物的地带物种对当地土壤、气候条件适应性强，有地方特色，应大力开发利用地带性的物种资源，尤其是乡土树种，有节制地引进域外特色物种，构筑具有地域区系和植被特征的城市生物多样性格局。

2 因地制宜、适地适树原则

适地适树是指绿化要根据本地区气候，栽植地的小气候和地表及地下环境条件，选择适于本地区生长的植物种类，以利于植物的正常生长发育、最大限度地抵抗自然灾害、保持较稳定的绿化效果。每种观赏植物，尤其是树木对环境条件都有严格的选择性，即树种选择中要遵循的“适地适树”原则。

3 注重生态价值，坚持物种多样性原则

生物多样性是生物和它们所组成系统的总体多样性和变异性，是促进城市绿地生态系统稳定和生态功能高效的前提。因此，为了使植物能够在城市生态环境中持续、健康的存在和发展，在物种选择上必须坚持生物多样性原则，以当地的植物生态系统及乡土植物群落为基础，在重点应用大量乡土植物种类的同时，再适当引入已驯化的外来物种作为补充，这样才能体现出物种的多样性和植物景观的多姿多彩，建立相对稳定而又多样的园林植物复层种植结构，才能使园林植物在城市环境中发挥出最大的生态效益，达到较为理想的景观效果，真正实现城市生态环境的可持续发展。

4 注重园林绿化景观价值

为提升绿地景观品质，城市绿化中应注重突出观花、观果植物种类应用，同时加强叶色变化的树种使用，在城市中构成不同的色彩，是园林绿化景观价值重要体现。观花乔木选择尤其重要。观花乔木是指以观花为主，具有明显主干的景观树种，它是园林里地位最显著的植物。作为具有生命个体的植物，以其品种繁多、多姿多彩个性，春观花，夏观叶，秋观果。能够给人们视觉心理上的愉悦外，还在城市绿化中提供阴凉，遮挡风沙。防止水土流失，降低噪音，清洁空气。观花乔木在现代城市绿化中扮演着越来越重要的角色，它能够给社会带来显著的经济效益和综合环境效益。

观果树种是指果实形状或色泽具有较高观赏价值树木的总称。它的运用，不仅可以大大丰富园林景观的内容，而且形成引人入胜的景观。对于秋季的植物景观，人们习惯于用秋色叶树种来表现，其实，秋季的累累硕果更能让人们体会到春花秋实、丰收富足的收获喜悦。此外，还有一些经久不落的果实可以弥补冬季植物景观的单调。在提高园林绿化水平时，还可为单调的秋冬园林绿化景观增添生机和活力。

5 优先选择抗性强、病虫害少、对环境污染抵抗力强的树种

对城市环境中工业、交通等设施排放出的三废和土壤、气候、病虫害等不利因素适应性强的植物品种应在园林植物规划中占有相当的比例。特别是针对衡水市土壤偏盐碱的状况，优先选择耐盐碱的植物尤为重要。

6 树种配置的科学性和与艺术性相结合原则

城市绿化种植配置应遵循植物生态习性以乔、灌、草、藤相结合，注重近中远期效益相结合的原则，常绿植物与落叶植物相结合，慢生树、中生树与速生树相结合。

城市植物群落也应追求自然美，优化物种、群落外貌、形态和色彩等组合，重视植物的景观、美感、寓意和韵律的效果，产生富有自然气息的美学价值和文化底蕴，达到生态、科学和美学高度和谐的效果，并与城市景观特色、建筑物造型相融合。

7 节约性原则

第8篇：生态多样性价值范文

2010年9月14日，阿尔斯通基金会负责人赵多梅接受本刊记者采访时表示，开展这个项目的主要目的是希望发展经济的同时，保护好该地区具有极高生物多样性价值的生态环境，使自然、生态、社会和文化环境得到科学的保护、和谐的发展。

创新生物多样性保护模式

据了解，伴随滇西北极高的生物多样性价值、巨大的景观观赏性的同时，却是珍稀且脆弱的生态系统。当地人民长期以来对自然破坏性的生存与生活方式，如过度砍伐树木及采摘药草，破坏了森林资源的结构，使得很多珍稀药用植物濒于灭绝。专业知识与先进技术的匮乏导致当地基础建设规划不合理，造成了滇西北地区生物多样性及生态环境的进一步破坏，进一步导致当地人民陷入更贫困的状态。

赵多梅介绍说，为促进当地生态保护，阿尔斯通中国、阿尔斯通基金会携手大自然保护协会（TNC），积极投身“滇西北－梅里雪山-老君山生物多样性保护”项目。项目持续5年，阿尔斯通基金会为该项目提供100万欧元的资金支持，用于滇西北地区对可替代能源、绿色建筑、生态旅游、环保意识的推广及普及培训。项目覆盖梅里雪山地区3个乡镇1200农户的8000人以及老君山地区4个乡镇的10个村，约12500人。

她告诉记者，该项目的主要工作就是在当地社区及居民中大力推广可替代能源，通过绿色建筑、科学采摘、生态旅游等在内的绿色生活方式来保护青山绿水以减少对森林资源的过度使用；同时，通过开展生态旅游来保护当地濒危的珍稀动植物物种；最终，建立可持续运营的规范性管理机构，开展社区环保宣传教育，实现生物多样性保护与经济的可持续发展。

项目推广结出累累硕果

第9篇：生态多样性价值范文

作者简介：王昌海，博士生，主要研究方向为资源与环境经济。

通讯作者：温亚利，博士，教授，博导，主要研究方向为资源与环境经济，林业理论与政策。

*国家自然科学基金项目（编号：70803005）;国家林业局重点立项基金课题（编号：621720）。

（1.北京林业大学经济管理学院,北京 100083；2.北京林业大学生物学院, 北京 100083；3.临沂大学生物学院,山东 临沂 276005）

摘要 秦岭自然保护区群在我国生物多样性保护方面发挥了重要作用。本研究在界定秦岭自然保护区群的概念及分析其内涵的基础上，综合运用专家咨询法及文献参考方法，建立了秦岭自然保护区群生态效益计量指标体系，利用市场价值法、等效替代法以及机会成本法等方法，对秦岭自然保护区群保护生物多样性产生的生态效益进行了经济计量及分析。结果表明：秦岭自然保护区群在保护生物多样性方面产生了巨大的生态效益，总生态效益约88.16亿元/a，其中涵养水源效益为31.77亿元；水土保持效益为17.85亿元；固碳制氧效益为3.41亿元；净化环境效益为7.56亿元；调节区域气候效益为5.32亿元；生物多样性保护效益为22.25亿元。本研究计量指标及计量方法为秦岭自然保护区群基层工作人员及类似保护区群生态效益计量及评价提供参考。

关键词 秦岭自然保护区群；生态效益内涵；计量分析

中图分类号 F062.2 文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2011）06-0125-10 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2011.06.021

森林作为陆地上最复杂的生态系统，是地球生命系统的支撑，发挥着显著的经济效益、生态效益和社会效益［1］。秦岭自然保护区群是我国西部生态林业体系的一个重要组成部分，为西部地区人类社会生存和发展提供了天然绿色屏障，它对改变和影响区域气候、水资源分布、涵养水源、净化水质、保持水土、抵御各种自然灾害、维持生物稳定性和多样性、构建人与自然和谐的社会，起着十分重要的作用。长期以来，在传统森林的效益分析与评价中，森林具有的生态功能和效益常常被忽视，仅仅局限于对森林的立木和林副产品等有形产品的效益进行分析与评价，从而造成了林业经营上的决策失误，结果使森林资源遭到破坏、生态系统失去平衡和生态环境逐渐恶化和加剧。随着社会经济的发展及公众环境意识的觉醒，人们开始清醒认识到保护自然资源和生态环境的重要性，开始思考建设和管理自然保护区的规范化和科学性以及维持生态环境的可持续性问题［2］。然而，由于自然保护区生态效益的外部性问题导致生态效益补偿机制缺损，而且缺乏根本性的有效解决措施和手段，加之历史和现实的原因，国家和社会对保护区投入的不足，严重影响和威胁了保护区生态系统的稳定和自然保护事业的健康成长［3］。

从现有国外参考文献看，早在19世纪后期,在国外的生态学及其分支学科中就已有关于生态系统服务功能的报道,但是由于科学水平和技术手段的限制,当时的认识只能停留在定性的描述阶段。20世纪70年代初，生态系统服务的科学概念得以提出［4-5］,并经过Holdren和Ehrlich等人的探讨和扩展后［6-8］，逐渐为人们所公认和普遍使用。20世纪90年代以后,国外的一些生态经济学家对生态系统服务经济价值的综合测算进行了探索,尤其是Daily、Costanza以及联合国等有关机构与国际组织做出了杰出的贡献［9-10］。基于此，如何客观、科学、全面、准确地对我国自然保护区群生态效益进行分析与评价，使生态效益的模糊性得到明晰化，并得到社会接受和认可，成为我国学者研究生态林业建设实践中亟待解决的一个应用性理论与技术课题。从现有国内参考文献看，20世纪90年代,国内对深入认识生态系统的服务功能并量化其经济价值有了强烈的实际需求。生态学家欧阳志云等系统阐述了生态系统生态服务价值内涵及其价值计量方法［11］，后来又有学者中国湿地生态系统服务功能的价值进行了初步估算［12］;赵同谦等评估了我国草地、地表水等生态系统类型服务功能的价值［13］;谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了研究与评估,并制定了中国生态系统服务价值当量因子表［14］;水土保持研究学者余新晓等对中国森林和北京市山区森林的生态系统服务价值进行了测算［15］。因此，从国内参考文献看，虽然有学者对秦岭地区单个自然保护区生态效益或者自然保护区生态系统服务价值进行过一些计量经济学分析［16］，但对我国秦岭地区自然保护区群生物多样性保护产生的生态效益计量分析研究尚显得不足，特别是自然保护区群生物多样性保护产生的生态效益计量指标体系的构建需要开展这一方面的研究。基于此，本研究在界定秦岭自然保护区群生态效益概念及分析内涵的基础上，构建了秦岭自然保护区群生态效益计量指标体系并对此指标体系进行计量分析。

1 研究区域

1.1 秦岭自然保护区群

本研究选取了陕西秦岭自然保护区群为研究对象，自然保护区群主要是指在某种特定生物栖息地保护中，由于其栖息地生境的破碎，在地理分布上不连续，通过在特定地理区域内建立若干个有联系的保护区，形成一个自然保护区网［17］。本文研究的秦岭自然保护区群范围界定为秦岭保护区群的主体自然保护区，主要包括太白山、周至、佛坪、长青、朱、牛背梁及天华山7个国家级自然保护区。本文研究全部是国家级自然保护区，有一定代表性。

1996年，世界基金会在我国秦岭地区启动秦岭自然保护区群项目，我国政府在秦岭相继建立了太白山、佛坪、周至、牛背梁、长青、朱国家级自然保护区，形成了秦岭自然保护区群的主体，使这一重要的地域得到了有效的保护，为保护野生动物及其栖息地做出了重要贡献［18］。秦岭自然保护区群是全球环境基金资助我国生物多样性保护的试点项目之一。秦岭保护区群地处长安区、周至、太白、眉县、宁陕、洋县、佛坪、柞水等县境内。地理位置为东经107°20′-109°04′，北纬33°16′-34°05′。东西长约150 km，南北宽约95 km。保护区群总面积约251 300 hm2。保护群位于秦岭山脉的中段，是秦岭生物多样性的精华所在，也是中国生物多样性的关键地区之一。其中太白山、周至、佛坪、长青、朱自然保护区己经连成一片，东部有牛背梁自然保护区，西南部有朱保护区构成了秦岭自然保护区主体网络。

1.2 秦岭自然保护区群的特点

本文研究秦岭自然保护区群的特点是在自然保护区特点的基础上进一步提炼，总结秦岭区域的各种实际情况，简单归纳起来，秦岭自然保护区群的特点至少包括保护区群能有效缓解生境破碎化。

区域社会经济发展能够导致不同程度地珍稀动物栖息地生境破碎化，从而引起区域生物多样性的改变，这是学者们公认的事实。破碎化不仅仅导致生物适宜生境的减少丢失并对其生态功能的降低产生影响从而在不同的空间尺度上影响物种的迁移、扩散和建群，且对生态系统的生态过程和景观结构的完美产生重要影响［19］，因此，生境破碎化已成为国内外生物多样性研究和保护的热点问题。生境破碎化是由于人为因素或者环境变化而导致斑块或者是由于生态功能降低而形成的。生境破碎化包括两方面的内容：一是总生境面积的减少；其二是剩余地区分裂成非连续的碎片。而有学者认为生境破碎化不仅仅是在数量或者形态上的变化而且更有生态功能上的变化［20］，他们认为破碎化有两方面的表现：①形态上的破碎化；一方面随着人类活动的增强而导致景观中破碎生境地的增加，其结果是适宜于生物生存的栖息地面积急剧减少，另一方面随着斑块形状复杂化，结果是导致斑块边缘效应的增强，导致自然栖息地核心区面积减少。②生态功能上的破碎化，这主要是由于气候条件、人为活动的影响而造成栖息地内部生态环境质量的下降，或由于自然环境因子在空间组合上的不匹配而导致生境适宜性的降低或者在空间分布上的破碎化。

综上所述，陕西秦岭区域从建立太白山自然保护区开始，就不断完善自然保护区的区域化，经过多年的发展，已经形成了具有区域特点的自然保护区群，各级类型的自然保护区发展迅速，已经起到了一定的作用，特别是珍稀动物本身生存的质量大大提高，进一步扩大大熊猫等珍稀动物的活动范围，生态景观及环境有效改善。从这个意义上说，秦岭自然保护区群初步达到了延缓珍稀生物生境破碎化的目的，这也是当初世界自然基金（WWF）设想建立自然保护区群的初衷，也是我国自然保护事业发展的需要。

2 秦岭自然保护区群生物多样性保护的生态效益计量分析

2.1 自然保护区群生物多样性保护的生态效益界定

科学合理地界定自然保护区群的生态效益是计量工作的关键，这一项工作因为生态资源的多功能性而变得相对复杂和困难。在计量自然保护区群所产生的生态效益时，既可能因对某一生态功能认识不足而产生遗漏，又可能因不同生态功能交叉及相互作用而产生重复计算。因此，我们生态效益计量的前提是科学地界定其内涵。

本研究认为自然保护区群生物多样性保护所产生的生态效益是指在人类干预和控制下的保护区生态系统在有序结构维持和动态平衡保持方面向人类化的环境系统输出的年增长效益之和，包括调节气候、涵养水源、水土保持、固碳制氧、改善大气质量等效益，这些效益已经得到社会的认可。根据秦岭自然保护区群所产生的特点以及学者们的研究成果，我们把秦岭自然保护区群生物多样性保护的生态效益计量分为：①涵养水源效益；②水土保持效益；③固碳制氧效益；④净化环境质量效益；⑤调节区域小气候效益；⑥生物多样性保护效益。

2.2 自然保护区群生态效益的特征

自然保护区群主要提供生态功能等无形产品，大多属于公共品或准公共品，无法进入市场。自然保护区生态系统服务以长期服务流的形式出现，能够带来这些服务流的生态系统是自然资本。根据国外环境经济学的研究成果，从经济和社会角度来看，自然保护区生态效益很明显具有如下几方面的特征：

（1）具有公共物品属性。公共物品是指公共使用或消费的物品。公共物品是可以供社会成员共同享用的物品，严格意义上的公共物品具有非竞争性和非排他性。所谓非竞争性，是指某人对公共物品的消费并不会影响别人同时消费该产品及其从中获得的效用，即在给定的生产水平下，为另一个消费者提供这一物品所带来的边际成本为零。所谓非排他性，是指某人在消费一种公共物品时，不能排除其他人消费这一物品（不论他们是否付费），或者排除的成本很高。如新鲜的空气，无污染的水源。自然保护区生态系统在许多方面为公众提供了至关重要的生命支持系统服务，如涵养水源、保护土壤、放风固沙、净化大气等。

（2）具有显著的外部经济效益。自然保护区生态系统能够社会带来多种服务，如涵养水源、保持水土、固定二氧化碳、提供游憩、保护野生生物资源等，而这些服务其他部门如农业部门、水利部门可以不用支付任何费用而免费享用，因此，自然保护区生态系统提供的服务属于典型的外部经济效益。

（3）属于社会资本范畴［21］。自然保护区生态系统提供的生命支持系统服务有益于区域，甚至有益于全球全人类，决不是对于某个私人而言，如保护区生态系统的水源涵养功能对整个区域有利，保护区生态系统的固碳作用能抑制某地区或某区域甚至全球的温室效应。

（4）不属于市场行为［22］。私有商品都可以在市场交换，并有市场价格和市场价值，但公共物品不能在市场上进行交换，也没有市场价格和市场价值，因为消费者都不愿一个人支付公共物品的费用而让他人来消费。西方经济学中把这种现象称之为“灯塔效应”和“免费搭车”。由于自然保护区生态系统不属于市场行为，给保护区生态效益计量分析带来了很大的困难。

（5）具有不可移动和地域局限性。自然保护区的生态效益是不可以移动的，表现出地域限制性，随着离保护区的远近或其影响区域的远近，所获得的效益大小是不同的，尽管其生态系统服务功能不排斥任何个人或集团的消费，但必须是个人或集团靠近其影响范围内，方才有效。如处在保护区河流源头的水源涵养林，其下游沿岸都享受其生态服务，但下游远离沿岸的地区，必然较少地享受这种服务。

2.3 秦岭自然保护区群生态效益计量指标体系构建

生态效益的计量方法仍不完善，计量指标或多或少，计量结果存在较大差别。因此，建立一个社会公众和专家学者能认可的生态效益计量指标体系是进行生态效益计量的重要前提。秦岭自然保护区群的生态效益是三大效益的基础部分，因而设计的指标要比较全面、准确系统地反映秦岭保护区群的生态特点，尽量选择那些信息量大，综合性强而又易于计算的指标。本文构建了秦岭自然保护区群生态效益计量指标体系见图1。

（1）涵养水源效益（B1）。森林，享有大气和水资源“绿色卫士”的美称，它在水资源的保护中发挥着十分重要的作用。涵养水源就是保持住区域的水分能够正常的循环，不至于流失及破坏生态环境。自然保护区群生态系统涵养水源的生态效益主要包括蓄水效益、防洪效益、净化水质效益三部分。即：涵养水源效益蓄水效益+防洪效益+净化水质效益。

（2）水土保持效益（B2）。水土流失直接影响到农牧业生产。流失泥沙的养分不仅高于径流量中的养分浓度，氮、磷、钾和有机质也较富集，因此防止泥沙流失是防止土壤养分衰减的关键。从林学机理上看，森林水土保持效益与森林涵养水源效益有很好的相关性（正相关），前者是后者的派生作用［23］。因此，为了避免重复计算，本研究所述的保护区森林生态系统水土保持效益定义为同无林地相比的减少土地资源损失（固土）效益与保护土壤肥力（减少肥料损失）效益两类，即：水土保持效益固土效益＋保肥效益。

（3）固碳制氧效益（B3）。森林在生长过程中，不仅林木通过光合作用吸收并固定空气中的CO2，而且通过凋落物转化为有机质将部分CO2存贮在林地土壤内。这一功能对于人类社会、整个生物界以及全球大气平衡具有十分重要的作用，森林是全球陆地生态系统中最大的碳库。森林植物在光合作用过程中每年吸收大量CO2的同时，还释放大量的O2。因此，吸收CO2和释放O2是森林最基本的生态功能，本研究把固碳制氧效益界定为保护区森林每年固定CO2中C的效益和制造O2的效益。即：固碳制氧效益固定CO2中C效益+释放O2效益。

（4）净化环境质量效益（B4）。随着工矿企业的迅猛发展和人类生活用矿物燃料的剧增，受污染的空气中混杂着一定含量的有害气体，威胁着人类，其中二氧化硫（SO2）就是分布广、危害大的有害气体。据测定，森林中空气的SO2要比空旷地少15%-50%。现代工业排放的烟灰、粉尘、废气严重污染着空气，威胁人类健康。高大树木叶片上的褶皱、茸毛及从气孔中分泌出的粘性油脂、汁浆能粘截到大量微尘，有明显阻挡、过滤和吸附作用。一般说，林区大气中飘尘浓度比非森林地区低10-25%。因此，保护区生态系统对环境具有净化作用，对于改善保护区社区及周边地区环境质量的改善发挥了重大作用，本研究把净化环境质量效益界定为吸收的SO2效益和阻滞降尘的效益，即：净化环境质量效益吸收SO2效益+阻滞降尘效益。

（5）调节区域气候效益（B5）。森林是保护区内最高的植被。在成片的森林地区以及林冠层的下部都能形成一种特殊的气候。此外，森林对邻近地区的气候也有较大的影响。森林小气候的主要表现是林冠内外的辐射、温度、湿度、降水和风都有相当大的差异。森林不仅使林内产生特殊的小气候，而且对邻近地区的气候也有较大的影响，本研究采用学者研究成果，即按照单位面积的森林气候调节效益对自然保护区群调节区域气候效益计量，对促进农牧业生产，农业粮食增产将会起重大的作用。

（6）生物多样性保护效益（B6）。物种多样性是生物多样性的基础，森林物种多样性保育功能是指森林生态系统为生物多样性物种提供生存与繁衍的场所，从而起到保育作用的功能。生物多样性保护效益属于生物多样性非使用价值范畴，目前大多采用支付意愿等主观方法去衡量，这样评估结果受人为主观影响因素较大。因此本研究采用定量化的客观评估方法（Shannon-Wiener指数）计量生物多样性保护效益。即：生物多样性保护效益物种多样性保育效益。

2.4 秦岭自然保护区群生态效益计量

2.4.1 涵养水源效益（B1）计量

目前一般用保护区森林涵养水源的效益来代替保护区涵养水源的效益。本研究把保护区群涵养水源效益分为以下三部分计量：

（1）保护区群蓄水效益（B11）

国内外关于涵养水源量的计算方法很多，根据秦岭山地及秦岭自然保护区群的特点，还有就是目前容易掌握的研究资料（见表1），本研究决定使用蒸散率计算蓄水量。

年保护区森林蓄水量（林区年降水量R-森林植被年蒸散量E）×保护区群林区面积

表1 秦岭自然保护区群面积统计表

Tab.1 The statistical table of areas of

Qingling nature reserve group

数据来源：各相关保护区管理局统计数据。

我国学者对陕西秦岭山地降水量及森林蒸散量已有研究，根据陕西省水文监测局井涌工程师的研究结果［24］，秦岭自然保护区群多年平均年降水量850.3 mm（其中秦岭南北坡多年平均年降水量分别为850.8 mm和848.7 mm）。另外，采用陕西省水文水资源勘测局资料:秦岭山地森林植被多年平均蒸散量为496.5 mm（其中北坡为491.5 mm，南坡为501.4 mm）,用蒸散率法计算保护区群内森林植被蓄水量,根据公式：

W10 000 （R-E） D

10 000×年保护区森林蓄水量×保护区群林区面积

① 1 hm210 000 m2

（0.850 8-0.496 5）×222 528hm2×10 000①

788 416 704 m3

保护区群涵养水源的效益本研究用区域平均水价作为衡量标准，即2008年陕西省平均水价2.00元/m3。因此，秦岭自然保护区群年蓄水效益年蓄水量×2.00元/m3788 416 704 m3×2.00元/m31 576 833 408元157 683.34万元。

（2）保护区群防洪效益（B12）

根据《中国生物多样性国情研究报告》编写组的研究［25］，中国针叶林的防洪能力为1 447.1 m3/hm2,阔叶林的防洪能力为1 773.7 m3/hm2，针阔混交林的防洪能力为1 684.2 m3/hm2,裸地的防洪能力为850 m3/hm2。根据秦岭自然保护区群管理局统计资料（见表2），可以得出保护区群防洪量。

表2 秦岭自然保护区群林地面积统计表（hm2）

Tab.2 The statistical table of woodland areas

Qingling nature reserve group

数据来源：各保护区管理局统计资料。

根据研究公式得：

保护区防洪量（阔叶林防洪能力-裸地防洪能力）×阔叶林面积+（针叶林防洪能力-裸地防洪能力）×针叶林面积+（混交林防洪能力-裸地防洪能力）×混交林面积（1 773.7 m3/hm2-850 m3/hm2）×95 214 hm2+（1 447.1 m3/hm2-850 m3/hm2）×55 075 hm2+（1 684.2m3/hm2-850 m3/hm2）×71 235 hm287 949 171.8 m3+32 885 282.5 m3+59 424 237.0 m3180 258 691.3 m3

保护区群防洪效益的计量本研究采用水库蓄水成本作为定价标准。根据最近几年来中国传统模式修建水库的平均修建成本［26］6.25元/m3，因此，保护区群防洪效益B12为：

B12180 258 691.3 m3×6.25元/ m3

1 126 616 820.63元

112 661.68万元

（3）保护区群净化水质效益（B13）

自然保护区生态系统具有良好的水质净化作用。研究表明，森林植被分布均匀，生长良好，覆盖率高，具有防止水资源污染、改善水质的强大作用。另外，根据于志民等的研究［27］，在森林生态系统中，森林的拦截降水和对比试验相差很大，森林生态系统对拦截降水具有良好的过滤效应，普遍能达到生活饮用水的标准，有的甚至是最好的水源。秦岭自然保护区群内植被覆盖良好，目前还没有大的工业污染源，属于水质良好的生态区或者水源地。按照陕西省水文局提供的资料，秦岭自然保护区群基本能够达到《生活饮用水卫生标准》中规定的要求水质良好。可见，净化水质量可以用蓄水量来表示。即保护区蓄水量保护区净化水质量。

本研究国内森林生态系统净化水质效益的计量方法，采用污水净化费用来替代净化水质的生态效益。根据唐慧中研究结果［28］，陕西省污水处理平均费用为0.6元/m3。

因此，保护区群净化水质效益

保护区净化水量×污水处理平均费用

保护区蓄水量×污水处理平均费用

788 416 704 m3×0.6元/m3

473 050 022.4元47 305.00万元

综上所述，保护区涵养水源总效益（B1）蓄水效益+防洪效益+净化水质效益157 683.34万元+112 661.68万元+47 305.00万元317 650.02万元。

2.4.2 水土保持效益（B2）计量

自然保护区群水土保持的作用通过森林生态系统来减少土壤肥力流失和泥沙淤积，达到了保护土地资源，使水土流失达到有效控制。

（1）固土效益（B21）

根据目前研究成果，自然保护区内森林生态系统固定土壤效益的计量一般是通过计算保护区林地土壤侵蚀减少量，并把减少的泥沙量按相等费用替换的方法换算得出固定土壤的效益。土壤侵蚀减少量可根据保护区林区和保护区内非林区土壤侵蚀的差异求的，根据王夏利研究，秦岭森林系统保护区内林区崇林茂密、植被良好，土壤侵蚀量很小，土壤侵蚀量可以约等于0。因此，保护区群土壤固土作用可以直接通过减少保护区内非林区土壤侵蚀量计算。根据西安中煤航测遥感局张光超等研究可知，秦岭自然保护区群所属的县域侵蚀模数在1 000 t/km2・a以上,另外根据《陕西土壤》研究结果可知［29］，秦巴山地土壤轻度侵蚀模数值在800-3 000 t/km2・a。因此，本研究取非林区土壤侵蚀模数的保守数1 000 t/km2・a，自然保护区群固土量为:

自然保护区群固土量保护区内非林区土壤侵蚀模数×保护区群面积1000 t/hm2・a×251 316 hm225 131.6万t/a。

由陕西省水利厅资料得知，目前挖取或截取1 t泥沙的平均费用为3.5元（1990年不变价格），求得保护区固定土壤效益B21为：

B21自然保护区群固土量×3.5元

25 131.6万t/a×3.5元

87 960.6万元

（2）保肥效益（B22）

保持土壤肥力效益可以通过计算自然保护区群内土壤侵蚀减少量，同时把土壤侵蚀减少量中的有机质、氮磷钾的含量折合成化肥量，按照市场价格换算成货币量进行计量。根据陕西省土壤普查鉴定委员会办公室《陕西土壤》研究结果,陕西省秦巴山地年均积累土壤表层厚度为0.4 cm-1 cm［29］，本研究取保护区群林区土壤表层积累厚度为0.6 cm。秦岭山地各类土壤中的有机质、全氮、全磷、全钾等营养物质的含量均值分别为：1.998%,全氮0.118%、全磷0.181%、全钾2.231%。本研究根据《陕西土壤》中土壤容重的研究结果，陕西省所有类别的土壤容重值在1.13-1.45 t/m3,本文研究取其均值1.295 t/m3。

因此，保护区群土壤中N、P、K的含量为：

有机质含量保护区群面积×土壤侵蚀模数×表层土有机质含量×表层土有机质容重

251 316 hm2×10 000×0.006×1.998%×1.295

390 154.52 t

N的含量保护区群面积×土层厚度×表层土N含量×表层土N容重

251 316 hm2×10 000×0.006×0.118%

×1.295

23 042.16 t

P的含量保护区群面积×土层厚度×表层土P含量×表层土P容重

251 316 hm2×10 000×0.006×0.181%

×1.295

35 344.33 t

K的含量保护区群面积×土层厚度×表层土K含量×表层土K容重

251 316 hm2×10 000×0.006×2.231%

×1.295

435 653.02 t

采用替代市场法,即以市场销售的有机肥、尿素、磷酸二氢钾的价格反映保护区群保肥效益。2008年陕西地泰农业科技发展有限公司销售的有机肥价格、陕西华山化工集团有限公司销售的尿素、西安大唐化工有限公司销售的磷酸二氢钾的出厂报价分别为8 000元/t、1 680元/t、5 500元/t。其中有机肥中含有机质5%、尿素中含N为46.67%，磷酸二氢钾中含P为22.79%、含K量为28.68%。保护区群保肥效益计算式为

B22390 154.52 t×8 000元/t×5%+23 042.16 t×1 680元/t×46.67%+35 344.33 t×5 500元/t×22.79%+435 653.02 t×5 500元/t×28.68%

15 606.18万元+1 806.63万元+4 430.24万元+68 719.91万元

90 562.96万元

综上所示，水土保持效益固土效益+保肥效益

87 960.6万元+90 562.96万元

178 523.56万元

2.4.3 固碳制氧效益（B3）计量

根据植物通过光合作用，吸收空气中的CO2，生成葡萄糖等碳水化合物并释放O2。即:

CO2（264 g）+H2O（108 g）C6H12O6（180 g葡萄糖）+O2（193 g）多糖（162 g）

因此，植物每生产162 g干物质可吸收固定264 gCO2，释放193 gO2，即每生产1 g干物质需1.63 g CO2，同时释放1.19 gO2。此过程显然是一个双效益过程，使用市场替代法分别计算植物光合作用固定CO2和释放O2的效益。文中研究采用的中国造林成本为260.17元/t（C）［30］；文中采用中国造林成本352.93元/t（O）和工业制氧成本0.4元/Kg［30］。本研究取中国造林成本和工业制氧成本之均值376.47元/t。

根据本研究统计数据，秦岭自然保护区群活立木总蓄积量年增加量为120.95万m3，平均每立方米按照0.5 t干物质计算，可求的秦岭自然保护区群2008年干物质生长量为60.475万t。由此，可根据1 g（干物质）1.63 gCO21.19 gO2进行计算。

因此，2008年保护区群固定CO2的量为60.475t×1.6398.57万t；

释放O2的量为60.475t×1.1971.97万t。

因此，固碳制氧效益固定C效益+释放O2效益

（固定CO2的量×12/44）×260.17元/t（C）

+释放O2量×376.47元/t

26.88万t×260.17元/t（C）+71.97万t×376.47元/t（O）

6 993.37万元+27 094.55万元

34 087.92万元

2.4.4 净化环境质量效益（B4）计量

本研究根据资料的可获取性，估算出不同生态系统吸收SO2和滞尘的物质量，然后使用生产成本法将生态系统净化污染物的量价值化。

（1）吸收SO2等有毒气体效益B41

保护区内植被生长较好，植被对SO2具有一定的吸收、积累、转化、降解的作用。因此，吸收SO2的效益可以采用面积-吸收能力法进行计算［30］。根据《中国生物多样性国情研究报告》得知，暖温带落叶阔叶林取215.60 kg/hm2，阔叶林为88.65 kg/hm2,针叶林为117.60 kg/hm2,灌丛为8.9 kg/hm2。针阔混叶林吸收SO2的能力取针叶林和阔叶林的平均能力103.13 kg/hm2，每消减1 t SO2的投资成本为600元。根据表2可知各种林分面积。因此，吸收SO2量阔叶林吸收SO2能力×阔叶林面积+针叶林吸收SO2能力×针叶林面积+针阔混交林吸收SO2能力×针阔混交林面积215.60 kg/hm2×95 214+88.65 kg/hm2×55 075+103.13 kg/hm2×71 23520 528 138.4 kg+4880746.5 kg+7 346 465.55 kg32 755 350.45 kg32 755.35 t。

吸收SO2产生的效益吸收SO2量×消减SO2成本32 755.35t×600元/t19 653 210元1 965.32万元。

由于数据的获取困难，本研究只计量吸收SO2产生的效益，其他有毒气体暂不考虑。

（2）阻滞降尘的效益B42

本研究采用等效替代法来计算阻滞降尘的效益［23］，即：阻滞降尘的效益单位面积滞尘能力×保护区群林种面积×阻滞降尘的成本。

根据《中国生物多样性国情研究报告》研究成果，阔叶林的滞尘能力为10.11 t/hm2,针叶林为33.20 t/hm2,灌丛为1.5 t/hm2,针阔混交林的滞尘能力为取针叶林和阔叶林的平均值21.66 t/hm2。阻滞降尘的成本为170元/t。

因此，阻滞降尘量阔叶林滞尘能力×阔叶林面积+针叶林滞尘能力×针叶林面积+针阔混交林滞尘能力×针阔混交林面积10.11 t/hm2×95 214+33.20 t/hm2×55 075+21.66 t/hm2×71 235962 613.54 t+1 828 490.00 t+1 542 950.1 t4 334 053.64 t。

阻滞降尘产生的效益阻滞降尘量×阻滞降尘成本4 334 053.64 t×170元/t736 789 118.8元73 678.91万元。

综上所述，秦岭自然保护区群净化空气的效益（B4）为：

B4吸收SO2产生的效益+阻滞降尘产生的效益

1 965.32万元+73 678.91万元

75 644.23万元

2.4.5 调节区域气候效益（B5）计量

根据我国生态著名学家谢高地、鲁春霞等学者研究［31］，认为中国陆地生态系统中森林单位面积气候调节值为2 389.1元/hm2。因此，调节区域气候效益本研究欲采用谢高地等学者的研究成果，即秦岭自然保护区群调节区域气候的效益可计量为

B5保护区群面积×2 389.1元/hm2

222 528 hm2 ×2 389.1元/hm2

531 641 644.8元53 164.16万元

2.4.6 生物多样性保护效益（B6）计量

本研究采用森林物种多样性保育效益来反映自然保护区群生物多样性保护效益，即计算研究区域不同森林生态系统的物质丰富度指数（Shannon-Wiener指数），每个级别给予一定赋值后，再乘以林分面积，即可得到自然保护区群物种保育效益（见表3）。

表3 物种保育Shannon-Wiener指数分级价值表

Tab.3 Shannon-Wiener index classification

value in species conservation

数据来源：国家林业评估标准《森林生态系统服务功能评估规范》（LY/T1721-2008）。

根据全国林分类型的Shannon-Wiener指数等级及其分布，陕西省所有林分均处在Ⅴ级［31］，即：物种多样性保育的效益为：10 000元/hm2・a，因此，B6222 528×10 000222 528.00万元。

根据谢高地、鲁春霞等研究成果［31］，中国陆地生态系统中森林单位面积生物多样性保护价值为2 884.6元/hm2。

综上所述，本研究欲采用谢高地等研究成果，秦岭自然保护区群生物多样性保护效益为

B6保护区群面积×2884.6元/hm2

222 528 hm2 ×2 884.6元/hm2

641 904 268.8元64 190.43万元

2.4.7 小结

通过建立自然保护区群保护生物多样性的生态效益计量体系，本研究依据生态学者及经济学者们的成果，研究了秦岭自然保护区生态效益的内涵、界定了自然保护区群的定义，在此基础上计量了各部分生态效益的货币值，计量结果基本反映了自然保护区群在生物多样性保护方面的生态价值。

2.5 计量结果与分析

本章节通过大量一手资料及二手数据（主要是参考文献资料及保护区统计资料），对七大国家级自然保护区所构成的保护区群进行了生态效益计量，最后得出了自然保护区群生态效益的相对值，自然保护区群各种生态效益构成结果。

2.5.1 生态效益计量结果

秦岭自然保护区群生态效益计量结果见表4。

表4 秦岭自然保护区群生态效益计量结果（万元）

Tab.4 Results of Measurement of Ecological Benefit in

Qinling Nature Reserve Group（104 yuan）

2.5.2 生态效益计量结果分析

本研究对自然保护区生态效益及其计量理论、方法进行了深入分析与探讨，探索了一套适合于森林生态系统类型的自然保护区生态效益分析与评价的理论、计量模型，在此基础上对秦岭自然保护区群的生态效益进行了实证研究，最后得出的如下结论：

首先，运用等效益替代等计量方法，对秦岭自然保护区群生物多样性保护产生的生态效益进行科学地分析与计量结果表明：秦岭自然保护区群的生态效益综合效益约88.16亿元人民币，此研究结果可以作为衡量秦岭自然保护区群现阶段保护事业可持续发展的一个重要指标。

其次，从各项生态效益比较来看，B1＞B6＞B2＞B4＞B5＞B3。涵养水源的效益B131.77亿元人民币是单项里面最大的，自然保护区群内森林、植被最主要的生态功能之一就是涵养水源。这个计量结果也符合现阶段保护区建设的作用。保护区群的建设就是为了把破碎的生态环境、珍稀动物栖息地规整，让保护区更能发挥其应有的作用。从计量结果来看，保育土壤效益B2也显示了相当大的效益（约17.85亿元），森林生态系统的自然保护区为生物多样性保护，特别是为珍稀物种提供了优质的栖息地，这和防止水土流失是分不开的。建立自然保护区的首要日的就是保护生物多样性及其生存环境，生物多样性保护效益B6的计量结果排在第四位，从计量结果来看，虽然生物多样性保护效益没有涵养水源效益大，但本研究认为自然保护区群生物多样性保护效益（22.25亿元）还是非常显著的，从一个侧面说明自然保护区群不仅起到了保护生物多样性的目的，也起到了其他相当显著的生态效益，这是值的肯定的。需要指出的是，净化环境效益（7.56亿元）是本研究计量相对来说较小的效益，但这不是绝对的，只是相对的数值，保护区群森林覆盖率在95%以上，森林吸收的SO2等有毒气体的量是极大的，为区域环境改善发挥了极大地作用，这一点不用质疑，数值的大小只是相对的。

最后，从单个效益来看，保护区蓄水效益最大，约合15.76亿元。有研究认为，在森林涵养水源计量中，可以把涵养水源效益用蓄水效益代替。不过本研究根据秦岭实际情况，同时根据《森林生态服务功能评估标准》（LY／T 1721-2008，2010）把保护区净化水质效益也应该列入涵养水源效益之中。这也是秦岭山系自然保护区的特点。另外，由于保护区良好的水源涵养功能，在保护区周边社区，每年雨季时节，为周边居民减少了自然灾害的发生，特别是泥石流。研究认为，秦岭自然保护区群的生态环境有着其他保护区无法比拟的优势。其他几个单项效益中，值得一提的是调节区域气候的效益，这个数值（5.32亿元）相对来说是比较小的，这是由于数据的限制所致，本研究采用了学者们的研究成果，这样既有其优点也有其劣势，优点就是省去了繁琐的计量，劣势就是不能有针对性的反映秦岭实际，只是相对情况。

3 讨 论

本研究尝试性的计量了秦岭自然保护区群保护生物多样性产生的生态效益，继而分析了计量结果的一些数值及生态效益的特点，这些具有尝试性的计量，并不是唯一结果，根据研究实际，本研究对生态效益中很多无法收集的数据回避了计量，这也是本部分生态效益计量的原则，必须保证数据的获取性及可计量的原则。计量数值的大小不是保护区发挥的生态效益的大小，只是相对的，本研究深知，自然保护区森林生态效益绝对是个极大地数值，本研究计量里涉及了很多人为因素，比如水定价、资源成本等。但值得肯定的就是本研究设计的计量指标能够反映出保护区生态效益的范畴，适合保护区基层技术人员评价保护区群的管理工作以及国家制定保护成本的投入的参考标准。应用最新的研究方法，特别是生物多样性保护定量化方法（Shannon-Wiener指数）的应用，使定性问题直接转化为定量问题。

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Research on Measurement of Ecological Benefit in Qinling Nature

Reserve Group Based on Connotation Analyses

WANG Chang-hai1 WEN Ya-li1 LI Qiang1 GAO Hai-bo2,3

（1.College of Economics and Management, Beijing Forestry University, Beijing 100083,China；

2. College of Biological Sciences and Biotechnology，Beijing Forestry University, Beijing 100083,China；

3.College of Life Science， LinyiUniversity， Linyi Shandong 276005，China）