生态系统的直接价值精选(九篇)

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第1篇：生态系统的直接价值范文

1研究概述

1997年，Costanza等［2］最早较为全面地评估了全球生态系统服务价值。在总结已有研究成果的基础上，评估了全球15类生物群落17种生态系统服务的价值。然而，由于当时缺少有关荒漠生态系统服务价值的研究，Costanza等［2］估算的全球生态系统服务价值并未将荒漠生态系统囊括在内。该研究在世界范围内产生了广泛影响，此后，国外学者［10－13］在生态系统服务价值评估领域开展了许多富有意义的研究，但是他们仍然很少关注荒漠生态系统。仅有少数国外学者对荒漠生态系统服务价值展开研究。其中，Richardson［14］基于已公开出版的研究成果和数据，估算了加利福尼亚荒漠中4个郡的荒地的经济价值；Kroeger等［15］估算了Mojave荒漠的经济价值（表1）。这两份研究不仅评估了荒漠生态系统服务价值，还评估了荒漠的直接使用价值、非使用价值等，并且以直接使用价值评估为主。

值得高兴的是，国内有些学者已尝试着评估荒漠生态系统服务价值。欧阳志云等［4］在评估中国陆地生态系统服务价值时，就估算了荒漠生态系统服务价值。2003年，谢高地等［5］参考Costanza等［2］对全球生态系统服务价值评估的成果，同时综合对国内200多位生态学专家的问卷调查结果，按照“千年生态系统评估”的生态系统服务分类（供给服务、调节服务、支持服务、文化服务），建立了包括荒漠生态系统在内的中国生态系统单位面积服务价值表。

5年之后，谢高地等［16］基于2006年对国内700多位生态学专业人员的问卷调查结果，进一步完善了中国生态系统单位面积服务价值表。该表的出现激发了国内学者对荒漠生态系统服务价值评估的研究。黄青等［17］对且末绿洲生态系统、张华等［18］对科尔沁沙地生态系统、杨春利等［19］对民勤绿洲生态系统、张飞等［20］对渭干河－库车河三角绿洲生态系统、马国军等［21］对石羊河流域生态系统、柴仲平等［22］对石河子市生态系统、彭建刚等［23］对奇台绿洲荒漠交错带生态系统、岳东霞等［24］对民勤绿洲农田生态系统、乔旭宁等［25］对渭干河流域生态系统、孙慧兰等［26］对伊犁河草地生态系统的服务价值的评估，都基于这份中国生态系统单位面积服务价值表。

需要说明的是，这份中国生态系统单位面积服务价值表给出的荒漠生态系统服务价值数据适用于全国范围内整个荒漠生态系统的服务价值评估，但是很可能不适用于特定地区的小范围的荒漠生态系统，这是因为不同地区在自然条件（如植被、土壤、水文、气候）和社会经济条件（如居民收入水平、教育水平、环保意识）等方面通常存在或多或少的差异。因此，在评估小区域的荒漠生态系统服务价值时，就非常有必要根据该地区的实际情况来修正荒漠生态系统单位面积服务价值系数。上述研究［17－26］都是在评估某个具体地区（而不是全国范围内）的荒漠生态系统服务价值，而且都没有修正而是直接利用荒漠生态系统单位面积服务价值系数，由此可以推断，这些研究估算出的荒漠生态系统服务价值必然存在一定的偏差。只有少数学者没有直接利用这些价值系数，如杨丽雯等［27］对和田河流域天然胡杨林生态服务价值的评估、任鸿昌等［28］对西部地区荒漠生态系统服务价值的评估以及崔向慧［29］对全国荒漠生态系统服务价值的评估。

2研究回顾与评述

在已有研究的基础上，结合中国荒漠生态系统的实际情况，把荒漠生态系统服务划分为防风固沙、土壤保育、固碳释氧、水资源调控、生物多样性保育、旅游文化6大类。本部分将分别回顾与这6类价值相关的研究，并给出简要评述。

2.1防风固沙价值

防风固沙是荒漠生态系统提供的最为重要的生态服务，主要表现为荒漠植被降低风沙流动从而减少在农业、工业和交通等方面的风沙损害。在其他生态系统中，防风固沙价值通常包括在土壤保育价值之中。由于防风固沙在荒漠生态系统中显得尤其重要，因此，在评估荒漠生态系统服务价值时，就有必要把防风固沙价值从土壤保育价值中分离出来单独估算。一些学者［30－32］对不同荒漠植被的防风固沙效果进行了研究，在植被覆盖率与风蚀输沙率之间建立起风蚀输沙率的定量模型。这些模型的构建与完善，无疑有助于评估荒漠生态系统的防风固沙价值。一般来说，评估防风固沙价值需要首先测算植被固沙量，而植被固沙量则需要借助风蚀输沙率模型来测算。得出植被固沙量之后，还需要设定土壤层厚度和土壤容重等参数，把植被固沙量转化为由防风固沙所保护的土地面积。

在核算出防风固沙物质量的基础上，已有研究主要采用机会成本法、恢复成本法等方法来估算荒漠生态系统的防风固沙价值（表2）。莫宏伟等［33］依据黄富祥等［30］建立的风蚀输沙率模型，测算了榆阳区北部风沙草滩区林草植被的防风固沙量，并以把沙荒地恢复为农用地的平均成本来估算防风固沙价值，结果表明，该生态系统2003年的防风固沙价值比1998年增加了5．64×106元。韩永伟等［34］采用风蚀流失量模型，测算了黑河下游重要生态功能区2006年防风固沙量为6．296×107t，并以该地区单位面积GDP作为土地的机会成本，估算出避免土地损失的价值为4．5×106元?此外，还有少数学者没有核算荒漠植被的防风固沙量，而是借用其他物质量指标来评估荒漠生态系统的防风固沙价值。例如，杨丽雯等［27］直接以林地面积作为物质量指标，采用人工固沙法估算了和田河流域天然胡杨林的防风固沙价值为1．433×107元•a－1

2.2土壤保育价值土壤保育是陆地生态系统提供的一项基本生态服务。保育土壤的价值主要体现在3个方面，即保持土壤养分、减轻泥沙淤积和减少废弃土地［35］。为了评估这些价值，需要先测算生态系统的土壤保持量。已有研究［35－37］主要运用通用土壤流失方程（USLE）来估算潜在土壤侵蚀量（指没有植被覆盖和水土保持措施情况下的土壤侵蚀量）和现实土壤侵蚀量，并以二者之差作为生态系统的土壤保持量。在此需要说明的是，荒漠生态系统的土壤保持量与防风固沙量近似相等，而且减少废弃土地的价值与上述的防风固沙价值类似，为了避免重复计算，就有必要把减少废弃土地的价值从土壤保育价值中分离出来。

因此，土壤保育价值主要包括荒漠植被减少土壤养分流失的价值和减轻泥沙淤积的价值。在土壤保持量的基础上，已有研究主要运用机会成本法来评估荒漠生态系统的土壤保育价值（表3）。杨丽雯等［27］以全国化肥平均价格2549元•t－1为价格参数，估算了和田河流域天然胡杨林在减少氮、磷、钾养分流失方面的价值为4．277×107元•a－1；以全国水库工程单位库容成本0．67元•m－3为基础，估算了在减轻泥沙淤积方面的价值为2.4×106元•a－1。任鸿昌等［28］以相同的化肥价格参数，估算出中国西部荒漠生态系统在固定氮、磷、钾等营养物质循环中创造的价值分别为1．224×109元•a－1、8×106元•a－1和8．15×108元•a－1。

除了减少土壤养分流失和减轻泥沙淤积以外，荒漠生态系统的土壤保育价值还体现在沙尘化学循环的全球环境增益方面。从全球范围来看，从荒漠生态系统中吹走的沙尘会影响海洋浮游生物的净初级生产力、酸雨发生频率以及区域大气降水等［38－39］。沙尘增益是荒漠生态系统提供的最为独特的生态服务，但是，由于缺乏对沙尘化学循环的全球环境影响机理的深入研究，目前仍没有学者尝试评估这类生态系统服务的价值。

固碳释氧价值固碳释氧属于生态系统的一种气体调节服务。

生态系统通过植物光合作用和呼吸作用固定CO2，同时释放出O2，有利于维持大气中CO2和O2的动态平衡、减缓温室效应，以及为人类生存提供最基本条件［40］。已有研究主要首先估算生态系统的净初级生产力（NPP），再利用光合作用和呼吸作用的反应方程式来推算植被固定CO2和释放O2的物质量，即植物每生成1g干物质，就可以固定1．63gCO2、释放1．19gO2。学者们对O2释放量的核算并不存在异议，但是对CO2固定量的核算范围持有不同看法。其中，一部分学者［40－41］认为，生态系统的固碳量只包括植被的固碳量；另一部分学者［8，29］则认为，还应该包括土壤的固碳量。

Lal［42］对土壤碳吸收潜力的研究表明，沙漠的土壤碳积累率为0．2t•hm－2•a－1。荒漠生态系统中沙漠化土地面积占比高，因此，在核算整个系统的固碳量时有必要包括土壤的固碳量。与其他生态系统类似，荒漠生态系统固定CO2的价值主要采用碳税法、造林成本法、人工固定CO2法来评估，释放O2的价值主要采用工业制氧法、造林成本法来评估（表4）。杨丽雯等［27］运用碳税法和造林成本法对和田河流域天然胡杨林的固碳价值进行了评估，计算出固定CO2的价值为2.3×107元•a－1，同时运用造林成本法和工业制氧法对释放O2的价值进行了核算，得出释放O2的价值为2.4×107元•a－1。任鸿昌等［28］运用碳税法估算了中国西部地区荒漠生态系统固定CO2的价值为1．9751×1010元•a－1，运用工业制氧法估算出释放O2的价值为2．1153×1010元•a－1。在此有必要说明两点：一是这些研究估算出的仅是植被固定CO2的价值，不包括土壤固定CO2的价值；二是相对于固定CO2和释放O2的物质量核算的精细，相关研究对价格参数的选取则过于粗糙，既没有对价格参数来源给予必要说明，也没有进行相应调整。例如，用碳税法来评估CO2的价值时，已有研究选取的碳税率多是2000年以前的水平，不但没有对碳税率数据的来源进行说明，而且没有根据价格水平与汇率水平的波动进行调整。近几年，碳排放权交易的国际市场（如欧盟的BlueNext交易所）已初步建立，利用碳排放权交易的最新动态价格来衡量CO2的价值，能够更为准确地评估生态系统固定CO2的价值。

2.3水资源调控价值

水资源是荒漠生态系统正常运转、保持生态平衡的限制性因素，也是荒漠生态系统中能量流动、物质循环的重要载体［43］。荒漠生态系统的水资源调控价值主要表现为植被涵养水源和土壤凝结水。荒漠生态系统中在水资源丰富的地方常有大量植被分布，而植被具有涵养水源的功能，主要表现为拦蓄降水、补充地下水、调节径流和净化水质等［44］。由于难以直接核算植被涵养水源的价值，因此，通常采用替代工程法，即把涵养水源功能等效于一个蓄水工程，该工程的修建成本就是涵养水源的价值［45］。利用替代工程法评估水源涵养价值需要先估算水源涵养量。常运用水量平衡法来估算水源涵养量，也可根据土壤蓄水能力和区域径流量来估算［41］。杨丽雯等［27］采用水量平衡法估算了和田河流域天然胡杨林生态系统水源涵养量为5．548×107m3，再运用替代工程法评估出涵养水源的价值为2.72×106元•a－1。

在荒漠地区，土壤凝结水是非常重要的水资源，具有显著的生态作用，是维持沙地表土和沙丘稳定的重要因素，是维系荒漠生态系统中主要食物链的水分来源，起到减少土壤蒸发损失的重要作用［46－48］。由于中国对荒漠地区凝结水的研究还处于起步阶段［49］，目前国内学者在评估荒漠生态系统服务价值时并没有考虑土壤凝结水的价值。随着对荒漠生态系统中土壤凝结水重要性的认识日益加深以及测量方法的不断完善，必然需要把土壤凝结水的价值纳入荒漠生态系统的水资源调控价值之中。

2.4生物多样性保育价值

生物多样性是指生物和其组成的系统的总体多样性和变异性，主要包括遗传多样性（或基因多样性）、物种多样性和生态系统多样性3个层次。与其他环境资源一样，生物多样性的价值主要包括使用价值和非使用价值两方面，其中，使用价值由直接使用价值和间接使用价值组成，非使用价值由选择价值、遗产价值和存在价值组成［50］。生物多样性的价值由“功能”维（生物多样性的功能）、“感知领域”维（人类对生物多样性的感知）和“存在状态”维（生物多样性的存在状况）构成［51］。针对不同的价值需要运用不同的评估方法，具体来说，对生物多样性的使用价值多采用直接市场评价法，而对非使用价值多采用模拟市场法（如意愿评估法）。由于生态系统生物多样性的复杂性，难以对生物多样性的价值进行较全面的评估，已有研究大多采用意愿评估法从整体上大体估算生物多样性的非使用价值［52－53］，很少有学者基于具体物种的价值来核算生物多样性价值。

有关荒漠生态系统生物多样性价值评估的研究较少。

Richardson［14］在估算加利福尼亚州荒漠的经济价值时，没有直接估算该地区的生物多样性价值，而是以稀有物种的存在状况（稀少的、受威胁的、濒于灭绝的）来间接反映生物多样性价值。杨丽雯等［27］在评估和田河流域天然胡杨林的生态服务价值时，从动物栖息地、增加生物多样性、生物控制3个方面估算了该生态系统的生物多样性价值为1．64×108元。可见，为了评估荒漠生态系统的生物多样性保育价值，还需要深入研究荒漠生态系统中代表性物种（特别是稀有野生动植物）的价值。

2.5旅游文化价值

荒漠生态系统的旅游文化服务是指为人们提供游憩、娱乐和文化欣赏及交流的场所，从而使人增长知识、消除疲劳、愉悦身心、认知文化。旅游文化价值评估的代表性方法有费用支出法、旅行费用法和意愿评估法。费用支出法是一种实用的、基础的旅游文化价值核算方法，主要以游客的各种旅游费用支出的总和作为旅游文化的价值。旅行费用法是目前国际上主流的旅游文化价值的核算方法，有些学者就采用旅行费用法对荒漠地区的旅游资源开展了评估。运用旅行费用法，郭剑英等［54］评估出敦煌旅游资源2001年的国内旅游价值为7．896×108元；吕君等［55］估算出内蒙古四子王旗草原生态系统的旅游价值为6．412×107元，是其旅游统计收入的12．27倍。也有学者运用意愿评估法来评价荒漠地区的旅游资源，如郭剑英等［56］运用该法估算出敦煌旅游资源2020年的非使用价值为1．2×107元。此外，吴月等［57］运用层次分析法综合评价了阿拉善腾格里沙漠地质公园的旅游资源。

3存在问题与建议

荒漠生态系统提供的生态服务种类多样，把荒漠生态系统服务主要分为防风固沙、土壤保育、水资源调控、固碳释氧、生物多样保育、旅游文化6类，并在此基础上梳理与评述了相关文献，发现已有研究至少存在以下几个问题，需要进一步研究。

1）生态系统服务价值评估中荒漠生态系统没有得到足够重视，而且多数研究习惯于套用相同的评价指标与价格参数应用在自然条件和社会经济条件存在显著差异的地区。已有研究对森林、草地、耕地和水域等生态系统的服务价值进行了深入探讨，却很少关注荒漠生态系统的服务价值。虽然国内学者［5，16］建立了全国荒漠生态系统单位面积服务价值表，但是表中参数很可能不适用于小区域的荒漠生态系统服务价值评估。由于不同地区的自然条件和社会经济条件通常存在差异，而且荒漠生态系统自身也在不断演变，因此，针对特定地区开展小区域的荒漠生态系统服务价值评估就显得很有必要。

第2篇：生态系统的直接价值范文

关键词：持续发展；生态系统；企业；生态战略

中图分类号：F124.5文献标志码：A文章编号：1673-291X（2011）03-0020-04

广义的生态学是研究生物之间和生物与其环境之间相互作用的科学，以达到环境的保护和人类可持续发展的目的。近年来，运用生态理论来研究企业中的经营管理问题越来越被理论界和学术界所认可。目前，对企业生态学的研究可分为企业个体生态学和企业生态系统生态学两方面。从企业个体生态学的角度来看，企业可以被看做为一种特殊的生命体，它具有与生物高度相似的成长性、竞争性、环境适应性等特点。它具有与自然生命体相似的发育、成长、衰老和死亡的生命周期，也需要与外界进行物质、能量的交换。因此，生态学的理论与方法为研究企业成长问题提供了一种新的视角。

随着经济全球化的发展，企业间的竞争方式和范围已经超越了产品、行业。企业的生存与发展不仅取决于其本身，还受到它所处的生态环境的影响。因此，企业生态系统生态学是站在宏观的角度，以整个企业生态系统为中心，研究企业之间、企业与环境之间的相互作用。

这种竞争方式的转变对企业产生了深刻的影响。企业的成功与否将会在很大程度上依赖于他所从属的生态系统。因此，企业在制定战略时，不仅要分析自身的资源、能力，更要从其所属的生态系统的视角出发，制定相应的战略。传统的战略理论在目前这样的动态竞争环境中显得捉襟见肘，而基于生态理论的企业战略研究将会为企业制定战略提供崭新的视角。因此，运用生态理论研究企业间相互关系，有助于企业领导者正确制定企业成长战略，在竞争中立于不败之地。同时，也有利于对未来产业发展等领域的问题进行预测，为政府制定产业政策提供理论依据。

一、企业生态系统的要素

企业生态系统通过顾客需求将位于不同生态位的企业联合起来，创造价值。众多的企业在技术、资金、运作方面相互协作，形成一个价值共享的统一体。企业生态系统的一个重要因素是市场空间，它促使人们将设想通过技术进步加以实现。当市场中有了需求并被认可，再加上核心企业的推动，那么就会有更多的企业参与到这项事业中。

在企业生态系统中，每个企业的角色是不同的。扬西蒂和莱维恩把公司分为网络核心型、坐收其利型、支配主宰型、缝隙型四种类型。他认为网络核心型企业能够推动企业生态系统的健康运行，网络核心型企业提供了关键的平台，为生态系统创造价值并与其他成员共享价值；坐收其利型和支配主宰型通常不会促进系统的健康发展；而缝隙型企业数量众多，主要是依附于网络核心型企业的企业。

核心企业与缝隙型企业在资金、技术、运作等方面相互协作，共同创造价值。但是，缝隙型企业与核心企业在生态系统内的作用是不同的。缝隙型企业需要依附于核心企业。缝隙型企业与核心企业的划分也是相对而言的，在某一个局部，某一个缝隙型企业也有可能处于核心地位。因此，在企业生态系统内，核心企业与缝隙型企业之间形成了一种网状结构，共同满足市场需求。同时，与传统观念不同的是，在企业生态系统中，顾客不再被当做企业之外的因素，而成为了整个系统的一部分，其结构图（如下页图1所示）。

二、生态系统视角的企业战略分析

莫尔的生态系统战略是在以前战略理论的基础上，同时又结合了新的时代特点而产生的，因此它与以前的理论联系密切，同时又有不同之处。

第一，它将制定战略所需考虑的环境扩大了。制定战略不是仅仅从企业自身来考虑，而是从企业所在的企业生态系统的高度来考虑。企业所在的生态系统是否健康、竞争力如何、如何发展壮大在企业制定战略时显得更为重要。

第二，战略从关注企业自身的成长转变为关注企业所在的企业生态系统的成长和企业在生态系统中的地位的变化。正所谓皮之不存，毛将焉附，企业的命运与之所处的生态系统的命运休戚相关。企业要想生存，必须在生态系统中占据一定的生态位，确保别的企业的触角不会伸向自己的领域；企业要想壮大，则要努力成为生态系统中或者局部的生态系统中的核心企业。

第三，企业的绩效不仅仅取决于企业内部管理的好坏和行业平均利润，而是生态系统和其内部各成员关系的函数[1]。

第四，企业间的竞争由直接变为间接；合作逐步取代竞争。以往的单个企业和单个企业的竞争转变为生态系统和生态系统的竞争。这样，竞争从直接的竞争转变为相对间接的竞争。而在企业生态系统的内部，虽然各成员之间会竞争，争夺核心企业的位置，但是，他们之间的关系更多的是合作。企业生态系统之所以能存在是因为大家为了同一个目标而紧密地联系起来，共同满足客户的需求。

第五，战略的制定从基于产品或服务的竞争，演变为在此基础上的标准与规则的竞争[2]。

第六，从关注企业自身的资源到整合企业可以利用的资源。从古典战略理论学派直至资源学派，都是关注企业自身所拥有的资源。但是到了生态理论战略，由于企业间组成了生态系统，企业相互协作，因此企业不但可以利用自己的资源，还能够整合生态系统内其他企业的资源，从而创造更多的价值。

综上所述，基于生态理论的战略与以往战略理论的不同（如下表所示）。

以上的不同也决定了企业的组织结构的变化。企业生态系统比传统的组织更能够以顾客为导向。企业生态系统中顾客的喜好就好比是阳光。正如植物具有向阳性，企业生态系统则跟着顾客的需求走[3]。传统的组织中，零售商最先知道市场的情况，然后传递给分销商，再传递给制造商。当然由于市场的竞争，会有竞争者取代反应滞后的公司，但是这个过程漫长、无法直接传递到位。但是企业生态系统是一种扁平化的组织，通过建立界面和平台把它的参与者和顾客集合在一起，可以直接和顾客对话，知道顾客需要什么，什么应该被创造出来。同时，企业生态系统具有源源不断的创新的源泉和动力。企业生态系统和以前的组织形式不同，还在于它是一个开放的组织。以往的组织，战略联盟也好，供应链也好，都是一个相对封闭的组织。公司之间通过长期的合作形成对于彼此的信任，形成一个相对稳定的合作关系，从而形成一种相对稳定的组织。但是，企业生态组织是开放的组织。它随时欢迎新的参与者加入，它的大门随时向有志于从事这项事业的人或者组织打开。因此，这保证了企业生态系统能不断地创新，而价值正是来自于生态系统中不断的创新和进步。

三、基于生态系统的企业战略

以上对于生态系统战略的形成、结构、特点等进行了分析，那么在实际中，如何运用这种战略应对竞争？基于生态系统的企业战略分析框架是什么？针对这个问题，结合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生态系统的企业战略分析模型。此模型围绕四方面分析：（1）分析现有的价值理念能否满足市场需求？（2）评估系统风险，包括依赖风险和整合风险。（3）创建价值创新和共享机制。企业的生态系统本质上来说也是一条由各个节点组成的价值链。（4）不断进行绩效评价，审视价值理念、系统风险、竞争优势是否发生变化，并根据变化情况重构生态系统或选择新的系统。模型（如图2所示）。

（一）核心企业战略

基于生态系统的企业战略模型分为了上下两部分，主要是因为核心企业和缝隙型企业在企业生态系统中的战略诉求是不同的。核心企业是企业生态系统的推动力量，他主要负责建立整个系统的价值共享机制、价值创新、整合资源，确保生态系统的竞争力和健康运行。而缝隙型企业则主要关注自己在生态系统中所处的位置，并保持自己的相对优势，参与价值创造的过程，同时在生态系统无法有效运行时，退出此生态系统，转而投向更具有竞争力的企业生态系统。对于核心企业而言：

1.分析现有的价值理念能否满足市场需求。所谓价值理念也就是用简洁的、概括的语言对将来生活的一种设想或想象。价值理念的革新来自于新的思想或者新的科技。正是价值理念的革新创造了新的需求，而新的需求是推动企业生态系统成长壮大的原始力量。当现有的价值理念没有改变，同时现有的价值创造和共享机制依然有效时，则可以巩固现有的生态系统，否则就需要重组企业生态系统。

2.评估系统风险。罗恩・阿纳德指出，一项技术在市场中能否成功，不仅仅取决于这个项目或技术本身，在很大程度上取决于外部的条件。这个外部的条件包括依赖风险和整合风险[4]。在生态系统中寻找符合本企业特点和条件的生态位。所谓依赖风险是指与配套的产品创新者进行协调的不确定性。所谓整合风险是指创新在价值链的周期所带来的不确定性。也许你将本企业的开发周期缩短了，但是价值链上的其他周期时间延长了，也可能导致整体时间的延长，从而使得预期的目标无法实现。

3.建立价值共享机制。新的价值理念可行，同时系统风险也可以预测和控制，那么就可以吸引参与者的加入，但是能否留住这些参与者，并建立起网络关系，就需要靠价值共享机制。通过压榨其他企业的利益而攫取价值链上的大部分利益对企业来说是一个短视的行为。

（二）缝隙型企业战略

对于缝隙型企业来说，他们通过评价核心企业所建立的企业生态系统的竞争力，同时结合自身的能力来确定是否加入到此生态系统中。如果加入，在生态系统中处于何种位置？选择何种生态位？建立什么样的网络关系？在此基础上，确定企业的战略目标并执行战略目标。通过对绩效评价来进行反馈。如果生态系统依然有效，但是企业的优势逐渐丧失或者生态位逐渐被侵占时，企业则需要提高自身的能力，继续寻找合适的生态位。如果企业生态系统的活力或者价值渐渐丧失，那么企业就应该决定是否退出此生态系统，而转向更具有竞争力的生态系统。当然，在这个过程中，核心企业创建价值共享机制，缝隙型企业也不是被动接受的，他们也会参与到价值共享机制的创建和改善中去。

四、小结

竞争环境的变化正在对企业的竞争方式产生深刻的影响，而竞争方式的转变正在影响着企业的战略制定。从企业生态系统的视角分析战略正在拓展和超越传统的战略分析框架。本文提出了基于生态系统的企业战略模型，该模型围绕分析现有的价值理念能否满足市场需求；评估系统风险，包括依赖风险和整合风险；创建价值创新和共享机制；不断进行绩效评价四方面进行分析，并针对核心企业和缝隙型企业的不同战略诉求进行了区分。

参考文献:

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

[2]李玉琼.网络环境下企业生态系统的形成机理探析[J].改革与战略，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：生态系统的直接价值范文

论文摘要：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，阻碍着经济的发展速度。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。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。

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。

4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障

第4篇：生态系统的直接价值范文

关键词 生态服务功能;生态补偿;人类中心主义;大地伦理

中图分类号 X17.1 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2009)06-0017-06

工业化在世界范围内的快速升级导致全球生态环境遭遇了前所未有的剧烈破坏,人类唯一的家园地球正在经历着巨大的变迁。在人类切身利益的压制下,环境保护也越来越受到国际社会的重视,人类经济社会行为与自然环境和生态系统的关系也就成为世界各国政府、科研机构、专家学者长期以来共同关注的热点。生态系统服务功能与生态补偿一直是该热点中的关键词。目前,国内外在生态系统服务功能领域和生态补偿领域的相关研究已经取得了较为丰硕的成果,但就二者关系而言,相关研究只是模糊的认同,并未见相关论著对二者关系在理论上进行明确的阐述。明确生态系统服务功能和生态补偿的关系,对生态系统服务功能评价体系的完善、生态补偿理论的完善,以及社会科学发展与生态系统可持续发展理论体系的构建均具有基础性的理论意义。英国生态学家Tansley于1935年首先将生态系统(ecosystem)定义为在一定的空间内生物成分和非生物成分通过物质循环和能量流动相互作用、相互依存而构成的一个生态学功能单位。在太阳能的补偿下,生态系统内部具有自我调节能力,维持着相对稳定性,并且随着能量流动、物质循环实现了从简单到复杂的发育过程。作为高度智慧的生物,人类生存在生态系统之中,最大程度地享受着生态系统的施予。生态系统服务功能即是基于此而提出: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[1]。可见,“人类”是生态系统服务功能的“核心”。生态系统经过人类不断地开发、改造、利用之后,其稳定性、完整性,以及自我调节能力受到了干扰,必然地在负面或正面影响到了人类的生存,人类为了调整对生态系统服务功能的干扰,实施了生态补偿,即从利用资源所得到的经济收益中提取一部分资金,以物质和能量的方式归还生态系统,以维持生态系统的物质、能量,输入、输出的动态平衡[2]。

1 博弈之源:人类中心主义与大地伦理说

生态服务系统和生态补偿是一对矛盾,在不断地博弈中发展,而这对矛盾的根源在于传统的伦理学价值观。

1.1 人类中心主义:对生态服务系统无休止的掠夺

自人类诞生以来,人类就以万物之尊的地位自居,一种非科学的价值观――人类中心主义充当着人类伦理观念的基础。人类中心主义认为,人类因拥有生命和理性而成为宇宙中具有最高价值的存在物,是整个世界的最终目的和事实中心,并据此确立起人类与自然之间权利和义务的基本关系[3]。人类中心主义分为经济和非经济人类中心主义。前者以市场行为和成本效益分析为特征,它认为虽然每个人将自己利益置于其他利益之上非常自私,但不存在其他的立场与大多数人真正的思考与行为方式相一致;同时,资源稀缺是人类生存的显著特征,资源总是无法满足人类有形和无形的欲望。成本效益分析倾向于选择商品与服务货币价值最大化,为将富人的需求置于穷人的需求之上提供了伦理学依据;又将所有事物包括人的生命都置于融资条件下的货币价值计算中,使后代人的利益在经济人类中心主义伦理的视域中没有分量。相反,后者则以对人类幸福的专注为特色,拒斥经济人类中心主义伦理,冲击了社会的人权、平等、公正等价值准则。但在私有财产权是最重要的权力的政治体制和私人逐利最大化是最重要的动力机制的社会中,非经济人类中心主义伦理在实践中显得疲软乏力[4]。不能否认,人类中心主义曾在物质基础上推动了人类历史的快速发展,然而,它所起到的负面影响更为突出。正是它对人类主体性的张扬,使人类破坏自然的野心高涨,环境持续恶化。尤其是进入工业化时代以来,科学技术的进步给人类以更大的能力、兴趣和勇气去改造自然,最大程度地将人类自私的心态和征服自然的野心融合到一起,对生态服务系统进行无休止掠夺,造成了对自然环境的剧烈破坏,直到产生了生态危机,进而影响到了人类自身的生存。

1.2 大地伦理:生态补偿的换位思考

人类自身的行为触动了自身的利益,在对人类中心主义的反思中,美国环境伦理学大师奥尔多•利奥波德[5]于1920年代创立了大地伦理。大地伦理认为,人类伦理观的发展具有三个层次,人与人之间的伦理、人与社会之间的伦理、人与大地共同体的伦理,把道德权利扩展到动物、植物、土壤、水域和其他自然界的实体即大地共同体。与人类一样,大地共同体应该被看作活的生命,具有自然状态中持续存在的权利。人在自然界的恰当地位,不是一个征服者,也不是一个根据个人利益或经济利己主义作出有关环境决定的经济企业主,而应当是大地共同体中的一个好公民。在人与生态系统的关系上,大地伦理以对生态系统的责任和感情替代了对生态系统的征服与掠夺。半个世纪以来,大地伦理已经从最初“理想主义”的“冠名”下,确立了一种新的文化价值理念,为可持续发展战略提供了哲学理论基础,也为法律的生态化提供了伦理学依据,使环境保护和生态补偿理念与实践得以在全世界普及。

2 生态系统服务功能与生态补偿内涵解构

2.1 生态系统服务功能的解构

学者对生态系统服务功能的进行了多种定义,尽管表述不同,但实质内容主要是使人类本身及其社会经济系统直接或间接从生态系统和生态过程中得到利益的服务功能。解构生态系统服务功能需要认识到是什么、为什么服务、如何服务、服务什么、服务多少的问题,第一,即生态系统服务功能主体、客体、服务依据、运行机制、服务形式和服务量。主体是生态系统,包括自然生态系统和经过人类改造的生态系统;第二,客体是人类社会及其生存发展所需的环境;第三,服务依据是生态系统资源总量下降,系统要素间及区域间结构性破坏,人类社会生存及发展的能量需求;第四,运行机制包括:①调节服务 (Regulation),主要包括气体调节、气候调节、干扰调节、水调节、水供应、土壤保持、土壤形成、营养物质循环、废弃物处理、授粉与种子传播、生物控制,这些直接或间接的平衡与调节功能使地球生命系统得以延续;②栖息服务 (Habitation),生态系统为植物、动物提供适宜的生存环境,保存生物和基因及进化过程,包括避难所功能和育种、保育功能[6];③生产服务 (Production),通过初级生产和次级生产为人类社会提供诸多产品资源,如食物、原材料、遗传资源、药用资源、观赏资源等,其中不可再生资源的损失是生产功能不可挽回的损失;④信息服务 (Information),为人类提供认识世界的机会以及只有通过人类活动才能得以实现的功能,主要包括美学信息、娱乐与生态旅游信息、文化艺术灵感信息、科学教育信息等。第五,服务形式是人类生存环境及其调节功能,人类赖以生存的资源和信息。第六,服务量就是对生态系统的服务功能进行科学评价而得出的能值。

2.2 生态补偿的解构

生态补偿同样需要明确是什么、为什么、如何补偿、补偿什么、补偿多少的问题。第一,生态补偿的主体是人类及生态系统的自身调节能力;第二,客体是生态系统及其内部的受害者和贡献者;第三,补偿依据是生态系统服务价值的降低、生态系统不断被破坏以及其恢复成本的升高、生态保护成本的投入和发展机会成本的损失,以及人与人、区域与区域、阶层与阶层之间社会非公平问题[7]等;第四,运行机制包括:生态系统自身的调节补偿和人类对生态系统的物质、能量补偿[8] ,其中人类补偿可以分为通过提高管理水平来补偿、通过受益者到受害者的资金转移来补偿、通过对破坏者的限制和生态保护来补偿、通过生态系统恢复来补偿;第五,补偿形式主要有环境要素补偿,服务价值付费补偿即对损害(或保护)生态系统的行为进行收费(或补偿),或通过经济手段将经济效益的外部性内部化[9],以及保护性投入,包括政策补偿、制度补偿[10]、实物补偿、资金补偿、技术补偿;第六,补偿量。根据科学评价生态系统服务价值、生态受益者的获利[11]、生态系统恢复成本、生态保护成本的投入和发展机会成本的损失量来决定补偿多少。

3 生态系统服务功能与生态补偿特征总结

生态系统服务价值化是确定生态补偿标准的基础和依据。生态系统服务功能与生态补偿具有各自的属性特征,特征之间相互影响,相互制约,相互促进,

建立了复杂的相关关系。

3.1 生态系统服务功能特征

3.1.1 服务过程的不可逆性

生态系统具有自我调节功能,不受剧烈破坏性影响下,其服务功能尤其是生物资源的服务功能可以视为可更新资源。但是,生态系统资源的总存量不会递增,并且由于庞大的系统性和复杂性,自身调节速度缓慢。随着人类对生态系统超强度持续地破坏性开发和利用,生态系统的自身调节速度远远滞后于人类的改造、破坏速度,生态系统的资源总存量出现不可逆转性迅速下降,当下降到一定阈值时,将会导致生态系统资源的耗竭和物种的灭绝,最终导致对人类及生命系统服务功能的耗竭。所以,生态系统的服务功能具有不可逆性。

3.1.2 服务功能的不可替代

性首先,生态系统服务功能具有不可替代性。生态系统可以提供生态服务,生态服务功能是人类赖以生存和发展的基础,人类活动可以影响但不能替代它。其次,生态系统结构具有不可复制性和不可替代性。生态系统在长期的发展过程中,形成了符合系统功能的结构,这种结构服从于自然力的作用,人类能破坏它但没有能力对它进行复制和再生。即使将来能大量复制生物种,然而物种之间的关系以及由此而生的群体结构是不能还原的。另外,生态系统资源同样具有不可替代性,这与矿产资源的可替代性具有本质的区别。

3.1.3 服务价值的外部性

不经过市场交易环节,某经济主体活动受到其它经济主体活动的影响,效益有利者称为外部经济。例如森林生态系统能给社会带来多种服务,如涵养水源、保持水土、固定CO2、保护野生生物等,它提供的服务属于典型的外部经济效益[11]。相对于私人物品,生态系统服务明显具有外部性,一是资源超强度开发导致生态系统破坏所形成的外部成本,二是生态系统保护所产生的外部效益。生态系统服务的价值主要表现在其作为生命支持系统的外部价值上,而不是表现在作为生产的内部经济价值上。

3.1.4 服务行为的非市场性

公共商品是指不通过市场经济机构即市场交换用以满足公共需求的产品或服务,包括两个特征,一是非涉它性,一个人消费该商品时不影响另一个人的消费;二是非排它性,没有理由排除一些人消费这些商品。私有商品都可以在市场交换,并有市场价格和市场价值,但公共商品没有市场交换,也没有市场价格和市场价值。据此,生态系统服务是一种重要的公共商品,并没有进入市场,不是一种市场行为,难以进行估价[11]。

3.1.5 服务资本社会性

经济学中,社会资本是人际合作性互动中形成和积累起来,并能够产生收入流的一类资源,与物质资本、金融资本、人力资本一样,是经济与社会发展不可或缺且可以增加收益的资源[12]。不同的是,社会资本具有社会性和外部性,作为公共物品不属于个人所有。生态系统提供的服务具有社会性和外部性,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,是经济与社会发展不可或缺的、可以增加收益的资源,如森林生态系统的固碳作用能抑制全球温室效应。因此,生态系统可以被视为社会资本[13]。

3.1.6 服务空间的连续性和差异性

生态系统是一个连续的资源系统,空间上难以分割,表现出共有性质。所以,生态系统的服务功能同样具有连续性。其权属表现形式可以分为全球共有(太阳、大气等)、多国共有、国家所有和地区所有4个层次。实现不同层次内生态系统服务的共有性质与私有制为基础的传统市场制度相背离,空间连续性带来的产权不明晰是造成生态系统资源市场外部性的原因之一。另外,生态条件具有空间差异性,特定空间特征也影响着生态系统服务的发挥或实现。

3.2 生态补偿特性

生态补偿是维护生态系统正常运转的根本保证。其根本特性如下:

3.2.1 补偿要素的片面性

生态系统服务功能是系统导向性,具有复杂性和系统性特征,而生态补偿为要素导向性,具有简单性和单要素特征。生态补偿要解决的问题是系统问题,解决方式却是对生态要素进行补偿。传统的系统理论认为,生态系统是一个巨系统,系统整体的服务功能要远远大于各子系统服务功能之和[14],所以各生态子系统受到破坏而降低的生态服务功能之和并不能弥补生态系统降低的服务功能。目前实施的资金补偿、政策补偿、实物补偿、智力补偿等种种方式都是面向生态重点要素的补偿,具有较大的片面性。

3.2.2 补偿范围的局限性

依据生态服务功能“全球共有、多国共有、国家所有和地区所有”的权属表现形式,生态补偿至少可以分为全球性补偿、国家间补偿、地区间补偿和地区内补偿。全球性补偿、国家间补偿目标的实现为期尚早,国内生态补偿已经开始实施,但投资方式主要由国家投资,缺乏市场机制和多渠道融资途径,补偿资金来源单一;巨大的生态服务效益补偿所需的巨额资金无法落实,补偿数量和年限不足,补偿物资得不到有效地分配和利用。这些问题都限制了生态补偿的区域和要素范围。

3.2.3 补偿时序的滞后性

虽然有关专家提出生态补偿除了对生态环境负面影响进行补偿之外,也包括对环境正面效益的补偿。但从人类社会对生态系统开发利用的发展历程来看,目前的生态补偿主体仍旧是对遭受破坏的生态环境进行补偿,这种补偿是在生态系统遭受破坏之后,为了弥补生态系统对人类及生命系统日趋下降的服务功能而实施的补偿,即“先破坏,后补偿”,具有显著的问题性导向和滞后性。生态系统的修复本身具有时效性和边际效用,这种补偿所付出的代价和取得的效果值得商榷。

3.2.4 补偿方式的表层性

生态系统的自身调节与修复功能会随着系统破坏程度的增大而降低,当降低到系统所能承受的最低阈值时,生态系统的损害将会由表层的量变转变为结构性的质变。生态系统服务功能具有不可替代性,人类活动可以影响但不能改变其结构。生态补偿是一个系统工程,虽然多样化的补偿方式大大增强了补偿的适应性、灵活性和弹性,进而增强补偿的针对性和有效性,但是基于要素导向的政策补偿、实物补偿、资金补偿、技术补偿等补偿方式只是流于表层,并不能触及生态系统结构性修复[15]。比如修建医院虽然能够医治癌症病人,但并不能灭绝癌症的道理。

3.2.5 补偿效果的短期性生态系统破坏的系统性和长期性决定了生态补偿持续性和长期性。首先,生态补偿存在显著的边际效用。在生态系统破坏较为严重的状态下,人类补偿的欲望最大,因而增加一单位某生态要素的补偿时生态系统得以修复的效果也最大。随着补偿的延续和增加,人类补偿的欲望和生态补偿所取得的效果会产生“负效用”。其次,相对于生态系统的系统性修复过程而言,生态补偿的要素性补偿过程同样存在短期性。

4 生态系统服务功能与生态补偿关系归纳

4.1 生态系统服务功能和生态补偿是矛盾的统一

体从生态系统整体来看,生态系统服务功能发挥与生态补偿过程可以看作生态系统自身的调节的过程,二者是生态系统的内部矛盾。在系统内部来看,人类社会受益于生态系统服务功能,又对生态系统实施生态补偿。可见,生态系统服务功能和生态补偿本质上互相促进,相互制约,是矛盾的统一体。

4.1.1 生态系统服务功能是生态补偿的产生基础

生态系统可以分为全球生态系统和区域生态系统。在全球生态系统角度,生态系统的服务功能与生态补偿是一种因果关系。没有经过人类改造的全球生态系统具有完整和稳定的整体结构,它本身具有足够的调节能力去完成自身发展,和个体的生存、选择和进化,太阳能是对其进行生态补偿的唯一和稳定的途径。经历了人类改造之后,生态系统结构的完整和稳定性受到破坏,单靠定量太阳能补偿已经不能维持生态系统正常的服务功能,所以人类必须进行生态补偿。在区域生态系统角度,系统间物质和能量的流动性,以及对要素系统的破坏(如不可再生资源的枯竭)造成了个体间享受生态服务功能的不公平性,所以受益个体必须对非受益个体进行生态补偿。

4.1.2 生态补偿是生态系统服务功能完善的根本保证

生态补偿的质和量制约着生态系统修复和完善的程度。首先,生态补偿是保护和恢复生态系统服务功能的根本保证。受到破坏的生态系统得不到有效地生态补偿,其自我调节能力会在系统内部抽取能量进行补偿,生态系统总能量迅速下降的,最终导致对人类及生命系统服务功能的耗竭。其次,生态补偿是保护和恢复生态系统服务功能的有效手段。生态补偿方式、补偿类型的多样性和灵活性,以及补偿群体的广泛性可以有效地阻止生态系统服务功能的降低,使生态系统向良性方向发展。再次,科学合理的生态补偿机制的建立和实施是解决当前复杂生态问题的良药,可以规范和约束人类开发建设的行为,保障动态的正负经济性平衡。

4.2 生态系统服务功能价值评估是生态补偿根本依据

根据功能和利用状况,生态系统服务价值可以分为直接利用价值、间接使用价值、选择价值、存在价值[16]。其价值量决定着生态补偿的投入量。生态系统服务功能的价值评估取决于2个方面。第一,生态系统资源、物种具有稀缺性、不可逆性、不可复制性、不可替代性,造就了个体价值;第二,生态系统造就首先是有价值存在的结构单元,结构性造就了整体性和稳定性,使系统整体价值远大于个体价值之和;其次,还是有价值存在的性能单元,生态系统的性能对个体生命来说也至关重要。个体只对自己或同类生存与延续负责,而生态系统则护卫其中的个体并促进新的有机体的产生。由此看来,必须明确生态系统存在着显著的整体价值。

4.3 生态系统服务功能的外部性导致了生态补偿的低积极性

在经济学角度,生态系统服务功能和生态补偿是一种“投入和产出”或“理想费效比”的关系,即通过科学的生态补偿的投入而获得生态系统的优化,从而产生所需的生态效益。但是,生态系统服务功能的外部性,包括服务价值和生态价值的外部性、服务行为的非市场性和服务资本社会性等内容,使其在全球、国际、区际、区内等各个横向层次,以及代内、代际等纵向层次间产生的作用具有同质性和空间连续性,与私有制为基础的传统市场制度相背离,造成生态系统资源的产权不明晰,无法进行有效的政府干预、市场管理和宏观政策调控。这种利益驱动特性助长了人类对资源的掠夺性消费和对环境的无节制破坏,而很难提升政府、社会组织、团体对生态补偿的兴趣,造成了生态补偿的低效性。当前阶段二者应当建立一种强制性的、有约束力的合同或契约式的关系,才能在当前生态环保行为远没有达到自觉行为的状况下实现生态系统服务功能的提高和生态补偿的可持续进行。

4.4 生态系统服务功能的不可替代与不可逆性决定了生态补偿的紧迫性

生态系统资源的总存量受到人类破坏之后出现减少的不可逆性,使得生态系统的服务功能降低趋势不断延续,并且同样具有不可逆性。另外,生态系统服务功能、生态系统结构功能,以及生态系统资源的不可复制性和不可替代性,使它们成为人类赖以生存的稀缺性资源。人类社会对生态系统的破坏不断加剧,已经削减了生态系统的服务功能和结构功能,并且永久性降低了它们作为稀缺性资源的效用,直接影响到人类乃至整个生命系统的生存环境。而生态补偿是缓解这一问题的唯一手段和方式,所以,生态系统服务功能的不可替代与不可逆性决定了生态补偿的紧迫性。

4.5 生态补偿机制的完善影响着生态服务功能的可持续性

生态补偿机制一词出现在中国,是一种为改善、维护和恢复生态系统服务功能,调整相关利益者保护或破坏生态环境活动产生的环境利益及其经济利益分配关系,以内化相关活动产生的外部成本为原则的,具有经济激励特征的制度[17]。这种制度从应对保护者和破坏者两个方面发挥作用。其中,保护者为改善生态服务功能必须付出额外的保护与相关建设成本,以及会为此而牺牲发展机会成本,所以对这种保护行为的外部经济性进行补偿;破坏者对生态系统的破坏产生了恢复生态服务功能的成本,并造成的被补偿者发展机会成本的损失,所以对破坏行为的外部不经济性进行补偿。从此角度来完善生态补偿机制,直接影响到生态补偿的有效性和可持续性,进而影响到生态服务功能的可持续发展。

5 结论与讨论

通过对生态系统服务功能和生态补偿的内涵解构和特性分析可以发现,生态系统的稳定性已经被人类对系统资源过度地开发和利用而破坏,既影响了人类本身的生存条件,又影响了子孙后代和整个生命系统的生存条件;生态补偿需要一个漫长的过程,就目前的经济社会发展速度、对资源的开发强度,以及本身拥有的技术水平来看,即使人类会为此付出巨大的代价,但仍然不可能愈合人类自身对生态系统留下的创伤。中国关于此课题的研究开始于20世纪90年代中后期,起步较晚,研究内容还流于表层。目前,在生态系统服务功能研究方面,多数研究内容只集中于对生态系统服务功能现象静态的描述、价值的分类及评估,与生态环境系统的动态性和空间异质性相违背;在研究方法上,还缺乏评价和计算的生态经济学逻辑框架体系,价值评价的理论和方法还不完善,对人类干扰下服务功能的变化与响应,以及我国各类生态系统服务功能特征的评估体系与方法探讨深度不足。生态补偿研究方面,生态补偿基本理论基础研究、生态补偿总体框架设计、生态系统价值评估研究思路、方法创新、生态系统服务价值评估与生态补偿的衔接、生态补偿的基本原理与国家重要发展战略的结合[18],RS、GIS技术在生态补偿中的应用,以及生态补偿试点示范工程等内容将是该领域研究的方向。

参考文献

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第5篇：生态系统的直接价值范文

乌兰布和分洪区位于磴口县粮台乡乌兰布和沙漠区内，乌兰布和分洪区分洪最大年分洪量1．17亿m3，分洪面积为220km2。分洪频率为5．5年/次，多年平均分洪量0．21亿m3。分洪口建在三盛公库区上游右岸的二十里柳子，距拦河闸19．4km，分洪口新建分洪闸(双向)1座，级别为1级。闸门7扇，净宽77m，凌期最大过闸流量为273m3/s。

2经济效益分析

分洪区是黄河内蒙古段防洪体系的重要组成部分。在黄河干堤加高培后的同时，建立分洪区提前分洪分凌，有效减少洪凌峰流量，减少冰凌撞击对黄河干堤的破坏，保障行洪安全。乌兰布和分洪区产生的经济效益主要是防洪、防凌效益。内蒙古河段两岸地势平坦，黄河内蒙古防洪体系保护范围9411km2，涉及6个市(盟)、22个县(旗、区)。保护区耕地81万hm2，人口407．33万人。保护区重要设施有包头市、呼市供水、包钢、达拉特旗电厂、托克托电厂取水等重要供水的引(提)水口;内蒙古河套灌区、总干渠和干渠等大型著名灌区和引黄灌区沿河分布，是国家重要的商品粮基地;淹没范围内还有包兰铁路、110国道、京藏高速公路、包神铁路等重要交通设施和乌海、包头等重要的工业基地。经统计分析，内蒙古河段1950～1968年，平均每年凌灾直接经济损失15万元;1969～1986年，平均每年凌灾直接经济损失1182万元;1987～2008年，平均每年凌灾直接经济损失8546万元。根据2013年对防洪保护区及分洪区保护区内各类社会财产价值的统计，并参考历史洪灾损失，采用频率曲线法进行乌兰布和分洪区工程防洪、凌效益计算。效益为分洪区建设后，在凌汛期槽蓄水增量较大，下游河道发生冰塞、冰坝、水位壅高堤防出现险情时，提前分滞凌汛洪水、减少槽蓄增量、削减凌峰、降低下游河道水位，预防和减轻凌汛灾害，减轻黄河内蒙古段防凌防汛压力，最大限度地保护防洪工程的安全，保护沿黄河两岸人民生命财产和基础设施的安全，从而可减免了多年平均洪水损失。经计算乌兰布和分洪区工程可取得多年平均防洪、凌效益8647．33万元。

3生态效益分析

生态效益分析采用生态系统服务功能价值理论，主要描述生态系统与生态过程的形成以及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用。Constanza等于1997年在《Nature》上发表的“全球生态系统服务价值和自然资本”为这一理论做出突出贡献。Constanza将全球生态系统划分为16类26小类，主要包括海洋、森林、草原、湿地、水面、荒漠、农田、城市等，将其服务功能划分为大气调节、气候调节、干扰调节、水调节、水供给、侵蚀控制和沉积物保持、土壤形成、营养循环、废物处理、授粉、生物控制、栖息地、食物生产、原材料、基因资源、娱乐文化等17类。采用生态系统服务价值估算原理及方法计算生态环境功能及其相应的服务价值发生的变化。我国谢高地等参考Con-stanza研究成果，综合专业人士的生态问卷调查，建立中国陆地生态系统单位面积生态服务价值表。乌兰布和分洪区产生的生态效益包括调节汛期生态洪水，对湿地补水等，为流域的生态系统用水提供保障。参考以上理论对乌兰布和分洪区生态效益进行计算，其中，草地的各项生态系统服务功能价值，是将谢高地提供的代表全国平均状态的“中国自然草地生态系统服务价值”对蒙宁甘温带半干旱区草地进行生物量因子修正而确定的;农田生态系统生物量因子根据谢高地提供的“我国粮食生产的生态服务价值研究”内蒙古地区农田生态系统生物量因子为0．44进行的修正;林地生态系统服务功能价值参照赵同谦、欧阳志云等人的计算方法直接进行计算，并根据谢高地等人的生态系统服务功能价值进行修正。分洪区所处地貌形态可分为河流堆积地貌和风成地貌，分布于黄河左岸，为乌兰布和沙漠，沙漠中间为移动新月型沙丘、砂垄，边缘地带为固定、半固定草丛砂丘或滩地。分洪区的建设对环境资源影响利大于弊，主要表现在农田、林地、草地、湿地、观光旅游资源等方面。经计算，分洪区建成后，生态系统服务价值增长了171884．49万元，生态效益显著。

4结论

第6篇：生态系统的直接价值范文

关键词：LUCC变化；生态服务价值；中国北方农牧交错带

中图分类号：F323.22 文献标识码：A DOI编码：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；修订日期：2013-11-28

基金项目：国家自然科学基金项目（41030535）；国家自然科学基金项目（30900197）；国家973项目（2011CB952001）

作者简介：蒋力（1987—），女，湖南人，在读硕士生，主要从事土地利用变化与陆地生态系统研究。

通讯作者简介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要从事土地利用模拟模型研究。

生态系统服务是指通过生态系统自身的结构、过程和功能，直接或间接地得到生命支持产品以及提供服务[1-2]。根据相关研究提出的生态系统服务功能分类[3-4]，生态系统服务功能可以归纳为供给功能、调节功能、生命系统支持功能和文化娱乐功能等。其中，为人类提供食物、工业原材料等可以商品化的功能，称为直接价值功能；而气候条件、水源涵养等难以商品化的功能，称为间接价值功能。生态服务功能的间接价值虽然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。Costanza在1997年最先开展了对全球生态系统服务价值的系统评估工作，确定了生态服务价值的评估原理和科学意义之后[1]，生态服务价值研究已成为当今生态系统可持续性研究的热点之一[4]。

土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能[5]。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变[6-7]，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述[7-8]；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评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表[9]。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开[10-18]。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多[19-22]，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向[23]。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。

1 研究区概况

中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万[24]，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。

（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。

（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。

2.2 土地利用——生态系统耦合模型

土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。

2.3 生态系统服务价值评价方法

根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。

2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：

Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）

式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。

2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：

Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr

Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po

式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）[27]。

2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为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为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。

2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等[29]的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元[25]。

Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）

式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。

2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》[30]，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。

（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：

Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）

式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。

（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：

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）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区[5] 部分（表3）。

（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：

Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）

式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥例；Pre（x）为平均库容工程费。

综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：

Usr=Vss+Vfe+Vst

2.4 价格参数的处理

由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。

将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。

3 结果与分析

3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值

表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。

运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。

3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值

由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。

进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。

4 结论与讨论

参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。

为了验证本文计算结果，将他人研究成果进行简单的面积比例折算，与本研究的结果对比分析（均进行物价指数处理）。经过文献检测发现，国内其他大尺度的自然及社会条件相近地区的生态系统服务评价工作大部分在1990年代开展，其中包括：运用遥感技术对内蒙古生态资产测量，经过折算后结果为1 663.9亿元[31]；利用直接和间接价值计算法评估青藏高原，折算到本研究面积的生态系统服务价值为2 658亿元[9]。本文评价结果表明，中国北方农牧交错带的生态系统服务功能平均总价值在1990年代为1 255亿元，由于本研究只是不完全评估了5种生态系统服务，因此可以认为，本研究与众多其他研究的评价结果在数量上基本一致。

本研究的生态经济分析结果表明，不同的土地利用数量结构对生态服务价值有重要影响。由于1970年代至1990年代，土地利用结构主要表现在林地大量减少，耕地和牧草地大量增多，导致高生态服务价值用地向低生态服务价值用地转化，北方农牧交错带生态总价值在30年中从1 434亿元降低到1 070亿元。进入1990年代中后期，随着土地利用结构变化日趋平缓及一些政策促进生态环境的改善，北方农牧交错带生态效益总价值开始逐步回升。

研究也表明，土地利用空间格局不同，其生态服务价值也有很大差异。分布着森林的东北部单位面积平均生态服务价值最高，分布着耕地的西部地区则相对最低。1970年代—1990年代中，高生态服务价值地区不断减少，低值地区不断增多，生态服务总价值也出现减少趋势，因此，制定政策时需要关注如何提高单位面积的生态服务价值，以及扩大单位生态服务价值高的区域的面积，通过本文分析可知，保证较高的森林覆盖率是维持生态环境的重要措施。

由于数据和资料的局限，本文只计算了2000年之前的生态服务价值，而从2000年起，研究区开始大面积实施退耕还林/草工程，此政策对土地利用模式和生态服务效益都有一定的良好影响，还有待做进一步的持续性研究。

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第7篇：生态系统的直接价值范文

关键词:草地资源生态系统服务功能 价值评估

草地生态系统作为一种自然资源具有多功能性，但长期以来由于生产力发展的局限，人们仅仅注重草地承载牲畜和提供饲草料的功能，而忽视了它保持水土、涵养水源、保护生物多样性、游憩休闲和营养循环等其它服务功能。随着全球资源危机问题的恶化，人们开始重新审视自然资源价值，建立以哲学、生态学、经济学、伦理学等为理论基础的新的自然资源价值观，并在此基础上不断进行资源价值评估实践研究。本文从经济学角度出发，阐述了草地生态系统的服务功能及其价值评估的方法，为实现草地资源市场优化配置提供量化依据。

一、草地生态系统及其服务功能

（一）草地生态系统

草地生态系统系陆地上非常重要的生态系统之一，是以各种多年生草本占优势的生物群落与其环境构成的功能综合体。草地生态系统系草原复合生态系统（自然―――经济―――社会复合体）重要的组成部分，草地生态系统的健康和可持续发展，直接影响着区域经济体系完善、发展和社会的稳定乃至国家的生态安全。

（二）草地生态系统服务功能

草地生态系统服务是指草地生态系统及其生态过程为人类提供的自然环境条件和效用，如太阳能的同化、调节气候、涵养水源、对污染物的吸收、贮藏养分等。草地资源服务是以草地生态系统服务功能为基础的，并与经济体系、社会系统相结合，构成泛食物链，即生态链，在生态链流动过程中通过市场体现其价值。

1.有机物质生产

利用太阳能，将无机化合物，如CO2、H2O等合成有机物，是生态系统一个十分重要的功能，它支撑着整个生命系统，是所有消费者(包括人类)及还原者的食物基础。草地生态系统有机物质中只有一小部分（约10%）为人类所利用，成为人类赖以生存的食物或生活必需品，其余大部分却支撑着整个生物界，为所有的动物、异氧微生物提供食物和生活场所。

2.水土保持

草地生态系统在保持水土方面具有显著作用。草原植物根系发达，能深深地植入土壤中，牢牢地将土壤固定。研究表明，如果土地植被稀疏，在地表径流的冲刷下就会出现风水蚀，使土地废弃，泥沙淤积，同时带走土壤中的有机质和各类营养物质。根据有关资料，在大雨状态下草原可减少泥土冲刷量的75%-78%。

3.涵养水源功能

截留降水、涵养水分功能。完好的天然草地不仅具有截留降水的功能，而且比空旷裸地有较高的渗透性和保水能力，对调控径流具有重要的意义。据测定，相同的气候条件下草地土壤含水量较裸地高出90%以上。

4.净化环境

草地生态系统可以为人类提供净化污染这项生态服务，在其新陈代谢过程中吸收二氧化碳、二氧化硫、氟化氢等许多有害气体，从而起到净化空气的作用。草地还可以去除空气中的粉尘等污染物，消除噪音，给人们提供一个舒适、安静的生活环境。

5.营养循环

在草原植被的土壤表层可形成大量的有机物质，这些有机质可改善土壤的理化性状，形成土壤团粒结构。在盐碱地种草，能降低这些土地的土壤盐渍化程度，增加土壤中营养元素的含有量。草地生态系统可以通过循环，将环境中的营养元素归还土壤，也可以将营养元素以不同的形式输出生态系统，释放到周围的环境中。

6.生物多样性

草地生态系统是生物多样性的重要载体之一，草原上存在着大量的动植物和微生物，为人类提供着丰富的基因资源。

7.游憩休闲

草原视野开阔、宁静悠远、空气清新、芳草茵茵；草原上的数以千计的植物和动物物种以及游牧民族的传统文化和风土人情具有鲜明的生态旅游特色，已成为生态旅游的理想目的地，为人类提供了旅游休闲、文化娱乐等非实物性生态服务。

二、草地生态系统服务功能价值评估

自然资源价值评估已有基本完整的体系和方法，并在实践中得到应用。在自然资源价值评估体系与方法的基础上，根据草原提供的生态服务功能类型，采用相应方法对其进行价值评估(见表1)。

其中： Vi：草地生态系统在i功能下的价值；Q：草原所保持的水土量；h：土地的保有面积；Y：草原的平均收益；m：土壤容重；Z：单位库容的工程费用；R%：土壤侵蚀流失的泥沙淤积于水库、江河、湖泊的百分比；P：各类化肥的销售价；Mi：第i种类型单位面积草原土壤中N、P、K的含量；Si：第i种类型草原的面积；Y%：纯N、P、K折算成化肥的比例；T：某一地区总降雨量；Ni：某一地区第i种草原覆盖率；Ri：第i种类型草原的降雨贮存量占草原区总降雨量的百分比；Ei：第i种草原单位面积年蒸发量；Ph：当地水价；Xi：第i种类型草原单位面积吸纳某物质的量；Pc：碳税的影子价格；W：我国治理某物质排放的平均费用；Mij：第i种单位面积草原上第j类元素的含有量；Pj：第j种元素在市场上的价格。

三、小结

草地生态系统服务功能是草地资源价值的具体表现，在草原复合生态系统中具有重要的意义。运用经济学视角，重新审视自然资源价值、草地资源价值，并对其进行量化评估，这将有利于将草地资源纳入市场体系，建立起较为完善的草地资源优化配置结构，以实现草地资源的可持续利用。

[参考文献]

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第8篇：生态系统的直接价值范文

关键词：土地利用变化 森林生态系统服务价值 修文县

引言

土地作为自然生态系统的载体，土地利用与生态服务功能间相互影响、相互制约，其土地利用方式的变化将直接影响生态系统所提供服务的种类和强度[1-2] 。本文根据修文县土地利用的数据和生态服务价值的运算方法，核算出该地区森林生态系统服务价值及其变化，对修文县的环境保护及森林管理提供一定的参考价值。

1 研究区概况及研究内容界定

1.1研究区概况

修文地处黔中，地跨东经106°21′至106°53′，北纬26°45′至27°12′。与清镇、黔西、金沙、息烽、开阳相接。

1.2研究内容界定

森林生态系统服务功能价值评估包括很多方面，由于研究方法等原因限制，本文仅对修文县林地生态系统的涵养水源、固碳吐氧、净化水质、保育土壤予以研究。

2、基础数据

数据包括2001年4月、2007年6月的中巴资源卫星影像，地形图及所查询收集的文字资料。

3、修文县土地利用动态变化状况及分析

通过对遥感影像图进行处理，应用Arcgis软件提取出土地利用现状，计算并建立数据库，最后计算出两个时期的土地利用面积及变化情况，林地、草地、耕地、建筑用地、水域以及未利用地的依次为：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、修文县森林生态系统服务功能价值评估

4.1 森林生态系统涵养水源功能的价值评价

涵养水源的作用主要表现为截留降雨、抑制蒸发，从而增加地表有效水量等作用。主要采用影子工程法，运用公式[3]

P =*R*A* P库

式中：R为区域的年降水量（mm）；A为研究区面积（m2）；为径流系数；P库：目前库容造价（5.714元/m3）。修文县年平均径流深60.28*10-2m[4]，计算得出2001年174624.15万元，2007年173776.83。

4.2森林生态系统固碳吐氧功能的价值评价

固碳吐氧价值主要表现在绿色植物的光合作用，可计算出植物每生产1g干物质需CO21.63g，释放O21.19g。

4.2.1固碳价值量测算方法

采用造林成本法和碳税法的均值来计算生态系统固碳价值，瑞典的碳税率为150元/t（C），折为人民币1245元 /t，中国造林成本CO2为260.9元/t。

4.2.2释放氧气价值量测算方法

采用造林成本法和工业制氧的均值来计算生态系统释O2价值，工业制氧成本400元/t，中国造林成本352.93元/t。固碳吐氧价值计算公式[3] ：

P 为固碳吐氧的价值；：区域面积；：净第一生产力；G：生产单位植物干物质固定CO2或释放O2的量；：我国造林成本和瑞典碳税率或工业制氧成本的平均值。修文县森林主要以常绿林为主，其净第一生产力为：1300g/m2*a。

4.2.3固碳吐氧价值计算结果

固碳吐氧价值是固碳价值加上释氧价值，根据上述方法可计算得出2001年110414.79万元，2007年109879.03万元。（注：本文中固碳价值是指固CO2的价值）

4.3森林生态系统净化水质功能的价值评价

净化水质价值主要表现在经林地拦截的降水，改善水质[3] ，主要采用替代工程法计算。

P林 = W净* P净

P林：：林地净化水质的价值；W净：年均净化水质的量；P净：单位体积水的净化费用0.9885元/m3。计算得出2001年30209.31万元，2007年30062.72万元。

4.4森林生态系统保育土壤功能的价值评价

森林生态系统保育土壤价值主要表现为减少地表径流，防止水土流失。由于条件限制，保育土壤价值主要从减少土地损失、减轻泥沙淤积这两个方面来计算。

4.4.1减少土地损失的价值[3]

P：减少土地损失的价值，A：每年减少废弃土地的面积，P林：我国林业生产的平均收益为282. 17元/（hm2/a） [3]，u：土壤侵蚀模数，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面积，H：土层厚度，本文取我国耕作土壤的平均厚度0. 6m。

4.4.2减轻泥沙淤积的价值[3]

土壤侵蚀流失的泥沙淤积，减少了地表有效水的蓄积，故采用替代成本法来计算。（全国一般土壤侵蚀有24%淤积于江河、水库、湖泊）。

P：减少泥沙淤积和滞留的价值，K=5. 714，u：土壤侵蚀模数，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面积。

4.4.3保育土壤价值计算结果

修文县森林土壤侵蚀模数为1284.99t/km2 /a[4]，计算得出2001年71.18万元，2007年70.74万元。

4.5森林生态系统功能价值综合比较

通过对森林生态系统价值量进行合计得出，2001年总计315319.43万元，2007年总计313789.32万元。

5结论与探讨

5.1 结论

（1）修文县耕地、水域、建设用地和其他用地是呈增长趋势，林地、草地是呈减少趋势，变化幅度和变化速率最大的是建设用地，最小的是林地和耕地。

（2）修文县的森林生态系统服务总价值自2001到2007减少了1530.11万元。

（3）修文县林地的主要生态功能表现为涵养水源和固碳吐氧，价值大小顺序为：涵养水源>固碳吐氧>净化水质>保育土壤。

5.2 探讨

本文只考虑了森林生态系统服务功能中的4个功能 ，实际上还有如保护生物多样性等，故本文计算的总价值可能偏低，但这一研究对修文县生态服务功能也是有参考价值的，有利于相部门制定合理的经营方案，进而从整体上有利于推进修文县的可持续发展。

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第9篇：生态系统的直接价值范文

第一种定义是以联合国千年生态系统评估（MA）的定义为代表，认为生态系统服务（Ecologicalservices，ES）是人类从生态系统获得的各种利益。既包括纤维、食品和药材等生态系统产出物，也包括维持生物多样性、消纳废物和水土保持等来自生态系统自身功能及其变化过程的利益。在Daily等关于生态系统服务的论著和Costanza等关于全球生态系统服务价值核算研究中都使用了这种较宽泛的定义。第二种定义把生态系统产品和服务视为2个不同的范畴，把生态系统有形产出物称为“产品”，把人类获得的、通常不以实物形式出现的利益称为“服务”。DeGroot等在探讨生态系统功能与生态系统产品和服务之间关系的论述中就区分了这2个范畴。研究生态补偿（包括森林生态补偿）应使用第二种定义，因为根据生态补偿的概念，可以把生态补偿看作一种交易，很明显，交易对象是无形的“服务”而不是传统意义上的有形的“产品”。如果在生态补偿研究中使用第一种定义，将引起价值评估结果偏大，使补偿标准偏高。下文提及的生态系统产品和服务均属于第二种定义的范畴。

2森林生态系统产品与服务的价值类型

参考普遍认同的MA报告，同时结合第1节的分析以及生态补偿研究与实践的需要，可以把生态系统服务分为调节、文化和支持三大类型。支持服务是森林生态系统得以存在的根本，是森林提供调节和文化服务的基础。对支持服务的探讨更多的是在生态学和环境保护学范畴内展开，所以讨论支持服务中的土壤形成、养分循环和维持生物多样性的生态价值比经济价值更有意义。支持服务中的初级生产则兼有生态和经济价值，由该过程产出的木材和非木质林产品具有消耗性使用价值。调节服务中的子类型，例如固定二氧化碳、水文调节和农田防护等，间接为人类提供福利，属于间接使用价值。文化服务中的森林游憩和精神宗教价值属于非消耗性使用价值，科教价值大体上属于非消耗性使用价值，因为科教活动以非消耗性使用为主。根据是否具有市场价格、是否可以在市场上进行交易，是另外一种分类方法。此时，可以把森林生态系统产品价值划归“市场价值”，把生态系统服务价值划归“非市场价值”。在这种分类方法中，产品的“市场价值”与服务的“非市场价值”之和相当于分类系统中的总价值。

3生态补偿的概念、内涵与要素

目前国内外对生态（效益）补偿没有统一的定义，但是具有代表性的一般都是从环境或生态经济学角度给出，例如Wunder提出的PES定义，李文华等对生态补偿概念和内涵的解析。综合国内外研究，本研究认为可以把生态补偿理解为：为保证一定数量和质量的生态系统服务的可持续供应，而向生态系统服务提供者支付现金或提供物质、技术和优惠政策等作为奖励，或者向破坏者收费用以补偿和修复生态系统的一种基于利益关系调节的经济刺激手段或制度安排。这是从较宽泛角度的理解，包括激励和惩罚2个方面。因此，可以把森林生态效益补偿看作是一种市场化的交易行为，它包括供应者、购买者、交易对象和交易价格等要素，这些要素缺一不可。1）供应者一般是林权所有人或者实际占有者，在土地私有制国家一般指私有林地所有人。在中国，北方主要是国有林区；南方为集体林区，经过林权改革，个人林权所有者比例已经增大。2）交易对象是具有一定价值的某一种或者几种森林生态系统服务，具有“公共物品”属性，其载体是特定林地和地上森林植被构成的生态系统。交易对象的“外部性”特征决定了它们的边界有时不甚清晰，但其载体具有清晰的边界和权属关系，这是实现交易的前提。3）购买者通常是公共利益的代表者———政府，当然也可以是一些非政府组织、国际机构等，或者多种组织的联合体。4）交易价格即补偿标准。为便于实践操作，一般按森林面积逐年支付，元／（hm2•年）。

4“理性”决策下的机会成本

本节中“理性”是指经济学“理性人”概念中的“理性”。现实中经常存在2个决策单位，一是政府（整体长远利益的代表），二是经营者（私人、局部利益的代表）。“理性政府”决策目标是整体长远利最益大化，随着社会经济发展和人们对生态系统服务认识的提高，优先考虑森林生态系统服务价值逐渐成为世界潮流，例如现有植被是天然林的，要求维持自然状态；是人工林的，要求尽量经营混交林、延长轮伐期和实行择伐。“理性人”（经营者）决策目标是经济利益最大化，从生产成本、产品产量和市场价格等因素出发，通常选择经营人工纯林，缩短轮伐期，实行皆伐。对同一林分而言，产品和服务价值的最大化不可能同时实现，必然有所取舍。为示区别，称政府选择的经营模式为“经营模式Ⅰ”，经营者选择的为“经营模式Ⅱ”。2种经营模式获得的服务价值存在差异。假定现有植被为天然林，长方形的高度示意单位面积天然林和人工林ES流量价值的相对大小。一般情况下，人工林每年单位面积的ES价值低于天然林，因为：人工林的物种多样性显著降低于天然林；群落结构相对单一使人工林保持水土、养分循环等方面的价值低于天然林。此外，为保持人工林的稳定性和林木的较快生长，通常需要投入一定量的农药、化肥，这些物质进入环境后容易污染水体、破坏大自然食物链。当选择经营模式Ⅰ时，意味着保留天然林，公众可以获得高于人工林的ES价值，高出部分用图2中的Δ表示，显然它是一个差值。Δ也可以解释为选择经营模式Ⅱ时（表现为皆伐天然林后持续营造和经营人工纯林），公众因选择的改变而引起的ES价值的损失。使了流量的概念，并且关注不同森林类型生态系统服务的差异，原因是：1）正如消费者入住酒店时，付费购买的是所需的服务（按时间计费，视为“流量”），不是酒店的资产（“存量”），森林生态效益补偿交易的是生态系统供应的服务“流”，很少涉及到生态系统本身的交易（或者说森林资产“存量”的买卖）。2）当某一块土地林地使用价值属性不变（现实中，受法律法规的约束，林地不能随意转变为其他用途的土地），而地上植被面临不同选择时，损失的是一个差值，不是生态系统服务全部。天然林和人工林经营决策“博弈”的例子，天然林和人工林都可以提供涵养水源、保持水土和固定二氧化碳等服务，所不同的是数量和质量。因此，实践中应当分析、界定和评估“流量”价值，用流量价值作为制定补偿标准的参考依据。当面临林地用途不变、地上森林类型可能发生变化的情景时，应正确评估生态系统服务可能发生的得失，并根据经济学中机会成本的定义，选择最大的差值作为该情景下补偿标准的参考。例如，假定在我国亚热带林区拟通过生态补偿防止某片天然阔叶林（流量价值为ES0）转变为人工林，当地最流行的人工林是马尾松林和杉木林，同等立地条件下流量价值分别为ES1和ES2，则Δ＝max（ES0－ES1，ES0－ES2）。进一步，可以得出：1）对于公益林，评估其ES总流量价值；2）对于商品林中的天然林（即天然商品林），评估天然与潜在转变的人工林类型的ES总流量价值之差。而一般情况下商品林中的人工林生态价值不高，一般不予生态补偿。

5评估原则与指标

5．1评估原则

根据生态系统服务及其载体的基本特征，参考生态系统服务价值评估和绿色GDP核算等相关理论和实践经验，提出4项评估原则：

1）评估对象应是可以给人类带来福利的，虽然属于非市场价值，但是具有直接或者间接使用价值的ES。这些ES是生态系统自身过程和功能的结果，但不等同于过程和功能本身。

2）评估对象的载体（指具体的森林实体）应具有明确的时空范围和权属关系；

3）评估对象的流量可以计量；

4）根据生态补偿的定义，评估对象应具有“公共物品”的性质。

5．2指标筛选

根据5．1的4个原则，参考MA中ES的分类，以及1、2和3节对生态系统服务和生态补偿概念和价值类型等的界定，对常见森林生态系统服务评估指标分析和筛选情况见表1。总体上，由于调节服务的物理量可测，价值评估的方法多样，因此这部分指标均可采用。文化服务指标受社会经济发展水平和人的主观影响较大，因此这部分指标不适合。支持服务属于为人类提供各种福利的生态系统过程和功能，不是结果，例如物质循环过程可以改善森林生态系统输出水分的水质，就生态补偿而言，需要评估的是具有一定质量和一定输出水量的价值，而不是该生态系统过程，因此支持服务包括的指标也不适用于面向生态补偿的价值评估，但较为特殊、需要讨论的是维持生物多样性价值。

5.2.1同时满足前述4项原则的有：

1）传粉。

指某一森林中传粉昆虫发挥的作用。传粉使特定经济植物正常完成开花结果，出产经济物品，使人们从中获益。可以用避免损失成本法评估其价值。2）调节气候。森林植被的存在改变了地球下垫面性质、影响光辐射，森林还可以调节水、气循环，森林这些都会影响气候，作用于人居环境，影响人们的生产生活。例如：一定面积的城市森林可以减轻热岛效应，可以用生产近似法、替代成本法评估。

3）农田防护。

主要是人工林，例如我国北方地区的农田林网，在夏季可以减轻干热风的危害，保障作物稳产、高产。可以用避免损失成本法评估。

4）净化大气。

森林植物可以吸附大气中的有害物质。一般使用替代成本法评估该种价值。

5）控制土壤侵蚀和保留营养元素。

控制土壤侵蚀是森林保持水土和涵养水源2种功能共同作用的结果。森林植被的存在可以减轻降水对土壤直接冲击；森林植物通过与土壤的相互作用使森林土壤保持较强蓄水能力，森林枯落物也具有较强蓄水能力，这些都可以减弱地表径流，从而减少被水流带走的表土量。可以用避免损失成本法、替代成本法评估。

6）调节水量和改善水质。

在旱季森林缓慢释放土壤中的水分进入水系，在雨季森林对地表径流的形成有一定的消减作用，森林植被通过蒸腾作用消耗土壤水分，这些作用共同形成调节水文循环、调节流域水量的作用。降水在进入森林生态系统后，其中含有的有害物质可以因一些生化反应而降解，或者被植物吸收、被森林土壤过滤，从而得到净化。同样可以用替代的思路评估森林调节水量和改善水质的经济价值。

7）固定CO2和释放O2。

森林通过光合作用将大气中的CO2固定在生物量之中，同时释放O2。可以用替代成本法评估。固定CO2价值也可以用碳税法来评估。

5.2.2不能同时满足4项评估原则的指标有：

1）森林游憩。

该项价值属于非消耗性直接使用价值，属于“市场价值”类型，不属于“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价值。

2）精神与宗教。

精神与宗教属于历史、文化等非物质文化遗产范畴，其载体通常是一个具有一定区域分布的、完整的生态系统（例如神山和圣地），不宜割裂，因此不适合用单位面积价值描述其价值，也不适合评估流量价值。

3）科教价值。

科教价值取决于人类认知水平、重视程度和社会经济发展水平，难以按流量评估。

4）土壤形成。

土壤的形成需要自然和生物作用的漫长过程，不宜按年为单位计量流量。

5）养分循环。

养分循环是生态系统的内部反应过程，相应于人类利用而言属于中间过程。

6）初级生产。

初级生产是生态系统自身得以维持的根本，是一个生物化学过程，该过程的产出物流通于市场后成为具有“市场价值”的生态系统产品（木材和果实等），因此不应入选。

5.2.3需要讨论的是维持生物多样性价值。

生物多样性一般包括3个层次：基因多样性、物种多样性和生态系统多样性。生物多样性的价值具有两重性：一方面，3个层次的多样性都具有使用价值，可以在市场上进行交易，属于“市场价值”类型，体现在高价值的基因、物种和森林生态系统（森林景观）的开发利用和产品、产权的交易等社会经济活动中，可以用市场定价法、条件价值法、旅行费用法等传统的价值评价方法进行估计；另一方面，3个层次的多样性又都具有从人类精神、情感上定义的存在价值的特征，属于“非市场价值”，一般采用支付意愿调查或者基于特定人群（例如专家评审团）打分的方法等进行评估。根据前述原则，须在生态效益补偿研究中评估“非市场价值”涉及的内容。

6结论与讨论

6．1结论

森林生态补偿具有市场交易行为特征，但是其内涵和目标决定交易对象通常是森林生态系统服务“流”，不是木材、食品、草药等森林生态系统产品“流”，也几乎不涉及森林资产（存量）的买卖。用“元／（hm2•年）”表征服务“流”的价值（即流量价值）较为直观，符合补偿金按面积逐年发放的实际。在常见价值评价指标中，适用于生态效益补偿标准制定的有8种：传粉、调节气候、农田防护、净化大气、控制土壤侵蚀与保留营养元素、调节水量和改善水质、固定CO2与释放O2，以及维持生物多样性（特指“非市场价值”涵盖的内容）。需注意，在具体评估实践中选择某一项、某几项或者全部上述指标进行评估，取决于对象的自然特征和功能。因此要求研究者对森林特征和功能有清晰的认识。森林的消失与加快气候变化、增加土壤侵蚀与水土流失、生物灭绝等关系密切，保护森林，尤其是天然林，已经成为世界各国共同关切的重要问题。在这一背景下，林地不容易转变为其他用途（比如农用地和建筑用地等），但是经常面临森林类型的改变，这与林地和林木的权属关系相关。集体林权改革完成以后，天然商品林的林权所有者有权选择皆伐天然林、经营人工林，如果准备用生态补偿政策鼓励林权所有人持续经营天然林，避免皆伐天然林，可以用需要保护的森林和潜在转变的森林类型供应的ES流量价值的差作为补偿标准的参考值。

6．2讨论

1）补偿标准的动态和极限。森林生态系统是生命与非生命组分共同组成的有机体，ES价值量会伴随演替过程而发生变化，同时，人们对ES的购买力也随社会经济发展而发生变化。因此，补偿标准也应当具有动态性和极限———随支付能力的增强而加大补偿力度是合理的，但是标准上限应趋近、但不超过系统处于相对稳定状态（顶级群落）供应的ES“流”的价值量。现实中，兼顾考虑森林生态系统演替动态的，尚属空白。