生态价值评估方法精选(九篇)

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第1篇：生态价值评估方法范文

在谈到经济评估研究时，经济学家大多采用非市场化商品和服务评价的价值评估方法，例如生物多样性保护价值、娱乐商品价值以及非使用价值等。然而，在发展中国家，非市场化商品的覆盖范围更为广阔，市场价格(MP)仍然是评估水生态系统市场经济价值最广泛的方法。在发展中国家运用这种方法时，产生问题的原因主要包括市场的不规范性和有限性以及自给使用的方式。“剂量效应评估”(DR)、“要素收益”(FI)和“产出效益”都是价值评估的方法。DR是用于评估水生态系统服务的质量或数量变化对相关产出的质量和数量影响的一种方法。当只涉及商业生产时，该方法可称为“生产收益”。同样，当仅涉及对收入的影响时，也可称为“要素收益”。这些都是常用的简单方法。

“影子价格”是针对非市场化商品而采用的一种市场价格，包括重置成本(RC)、可避免成本(AC)和缓解开支(ME)等概念。尽管存在许多争议，但影子价格仍在被广泛使用。在对非市场化环境服务进行经济评估时，旅行费用法(TC)常被用于娱乐价值的评估。但在发展中国家实施该方法时，往往会低估环境服务对当地人的价值。此外，“陈述偏好法”，如条件价值评估法(CV)等，也是常用的非市场化服务的评估方法。然而，这些方法都需要对“钱”的概念非常熟悉。谈到预测价值，在个人经验缺乏时往往难以估算交易的价值。且由于受预算约束的限制，弱势群体还可能无法得到任何现实价值。总之，“陈述偏好法”难以应用于发展中国家水生态系统经济价值评估。尽管上述各种经济价值评估方法各有利弊，但都具有一个重要的共同特征:价值评估能够提高人类对水生态系统服务作用和价值的认识。

2面临的挑战

水生态系统评估所面临的主要挑战是缩小生态学家和经济学家之间价值观的差距，统一对价值的认识。然而，目前研究重点是连接生态功能和经济价值的水生态系统服务，以及对总经济价值(TEV)的认识。此外，水生态系统评估还存在其他挑战。

2．1边际性和可替代性假设传统的经济价值评估有两个重要假设，即边际性和可替代性。这两种假设对评估发展中国家的水生态系统服务价值至关重要。价值的变化必须边际化，而进行非边际化的经济评估势必会带来概念性和实际性的问题。是否考虑将变化边际性，完全取决于所评估的规模。此外，在处理水生态系统服务问题时，影响作用和变化结果之间并非总是一一对应的。因此，要判断边际条件的变化较为困难，而该变化却可能会导致整个系统的彻底崩溃。可替代性意味着所有价值都是可以取代和替代的。这种对水生态系统经济价值评估的方法不适用于以水生态系统为生存依靠的地区。在发展中国家，大多农村居民的生计直接依赖于水生态系统提供的服务，且多数正处于恶化阶段，很少有其他选择途径。此时，重要水生态系统服务(如鱼产量)的经济价值可能接近生命的价值或改变生计的代价成本。

2．2总经济价值(TEV)的运用TEV是体现所有经济价值项目的总和，包括最重要的水生态系统服务功能，比如水生态系统的环境保护功能、生物多样性保护功能等。换句话说，健康的水生态系统是其提供其他各项服务的前提，只有这样才具有货币价值。然而，以往研究中涉及的水生态系统价值并未体现出这一点。此外，有学者认为，当前的TEV忽略了包含在水生态系统中的固有价值，是一种不依赖于人类喜好的价值。

在目前的研究中，TEV和边际价值是一对既重要而又易混淆的概念。参看以往研究发现，TEV是边际价值在非关键范围内的累积，否则，边际化的假设将不能成立。有学者认为，边际值无穷接近于水生态系统所提供服务功能的最小值。而也有不同观点认为在低于这个最小值情况下，TEV这一概念则毫无意义。后者符合边际变化和可替代性的基本假设，并符合预算约束的可行性概念。在任何情况下，超出非关键范围而试图评估水生态系统TEV都将是毫无意义的。研究表明，所提供生态服务级别非关键范围的决定作用往往并不明显。此外，边际值往往趋近于平均值。

2．3空间尺度、社会经济尺度和时间尺度定义水生态系统服务的效益与其所在的时间和空间密不可分，确定清晰而明确的空间尺度、社会经济尺度和时间尺度的定义，是生态经济评估研究的关键一步。空间尺度是指所评估水生态系统服务的地域范围、利益相关者所处的位置以及当地与河流下游地区。社会经济尺度关注的是对同一地理位置不同人群的水生态系统服务价值。水生态系统服务功能在民生战略中发挥着不同作用，能够促进社会经济的发展，如支撑社会结构、增加社会就业、减少社会贫困、防止社会冲突等。时间尺度对水生态系统服务来说非常重要。尤其在评估水生态系统服务发展变化的影响时，时间尺度更是一个突出问题，因为水生态系统的服务价值会随着时间的变化而变化。水生态系统或其功能的变化可能要经历一段相当长的“滞时”才能显示出来，而这一时间折扣不容忽视。

价值评估研究的尺度是由经济分析问题的类型决定的，金融经济分析背景下的价值评估与福利经济分析背景下的价值评估尺度截然不同。一般来说，随着研究尺度的增加，评估值在理论与实践上都会随之变得复杂。如果边际假设条件不成立，就会产生理论概念性问题。研究尺度增大造成的实际问题，则与诸多影响价值评估的不确定因素有关。当前，对水生态系统的认识还存在诸多不足。

当遭受外界影响时，水生态系统可能会产生非线性变化或迟滞变化情况，从而可能会带来连锁反应，进而导致灾难性或不可逆转的变化。另一方面，一些水生态系统可能表现出较强的恢复能力。因此，谨慎地确定时间尺度与空间尺度的临界值和预测值非常关键。虽然现有的经济手段已表现出明显优越性，但仍会出现无法精确评估的情况。因为临界效应能够影响人类的喜好偏向，因而应加以重视。面对认知不足和不确定性大的实际情况，有必要在水生态系统经济评估方面运用专家评判程序。这表明该项研究需要详细了解利益相关者的情况，以确保评估质量。此外，通过被动或主动掌握情况增加认知，可逐渐减少不确定性。

3结语

现有的多数经济评估方法都适用于发展中国家的水生态经济评价。“市场价格”法是市场化水生态系统服务价值评估中应用最广泛的方法，在发展中国家亦是如此。由于大部分水生态系统服务是非市场化的，使得市场的不规范性和有限性成为使用该方法时遇到的主要问题。“旅行费用”法通常用于评估娱乐价值。“陈述偏好”法是非市场化服务评估的首选方法。“利益转让”法是最简单的方法，但要求具备与之相适应的环境条件。针对水生态系统服务功能的经济效应评估存在的主要挑战，激励评估研究人员更加认真、谨慎地开展水生态系统服务的经济价值评估。此外，评估还有助于权衡取舍，但在相互联系、相互制约的IWRM中，经济评估并不能孤立存在。必须将经济评估置于更为广阔的决策背景中。认识到价值评估能够提高人类对水生态系统服务在造福人类方面的作用和价值。

第2篇：生态价值评估方法范文

一、基于成本途径的资源环境价值评估方法

以维持、保护、恢复及优化生态环境系统所付出的代价作为生态环境系统的价值。成本途径的资源环境价值评估方法主要包括：机会成本法、防护费用法、恢复费用法、人力资本法和影子工程法等。

(一)机会成本法对一定资源总存在着多种用途，可以选择一种使用方式，同时也就失去了其他使用方式的机会，把失去使用机会的方式中能获得的最大收益称为该资源的使用机会成本(Opportunity Cost)。如某水域被划为保护区后，不能进行水产养殖，该水域则失去了作为渔业生产的机会价值。

(二)防护费用法防护费用(Defense Expenditure，DE)是指人们为了减少和消除环境污染或生态恶化的影响而支付的费用，避免了损失，就相当于获得了效益，因此用防护费用来替代资源环境的价值。例如，为了得到安全卫生的饮用水而购买安装净水设备；治理噪音污染、防护噪音干扰的花费，计为选择低噪音或无噪音环境的价值。

(三)恢复费用法当某一生态环境污染恶化，其功能降低，为了能将其各种功能恢复到受污染破坏前的水平而采取措施，所花的各种费用相当于该生态环境质量的最低价值。如当某湖泊遭破坏退化后把湖泊恢复到受破坏以前的状态所需的费用，即可看作湖泊的价值；矿山开采完后，对周边环境的恢复费用，计为矿区原有环境的价值。

(四)人力资本法人力资本法(Human Capital Approach，HCA)是通过环境污染对人体健康影响的损失来估计资源环境价值，主要包括以下三个方面内容：人生活在受污染的环境中过早死亡和生病造成的投入损失；由疾病引起的医疗费开支；人们心理上的损害。

(五)影子工程法影子工程法是恢复费用法的一种特殊形式，当环境破坏并发生不可逆变化后，用人工方法建造一新的工程来替代原来生态环境系统的功能，建造新工程所需的费用则可视为生态环境的某些功能的价值。如一片森林被毁坏，使其涵养水源功能丧失，就需建造一座库容与森林涵养水源的水量相当的水库，水库建造费用就作为森林涵养水源功能的价值。

基于成本途径的估价方法的共同之处在于：它们估价的不是生态环境提供的正效益、正价值，而是人类为了获得正效益而必须支付的费用，即体现了环境物品(包括舒适)的一部分成本，因此用这些方法估算出的价值量只能代表环境价值的一部分。如防护费用有使用效益问题，在预防或治理环境污染的效果相同条件下，防护费用应该是费用最低的那种方式所需的费用；用人力资本法估算出的经济损失价值只能说明环境被污染后流失的价值量而不能以此完全代表环境价值；在使用人力资本法时，估算早亡的损失是用损失的劳动收入来衡量，其中隐含着的推论是收入小于支出的人的死亡对社会有利，因而会引发伦理上的争论，为避开这一道德困境。实际中可用改进的人力资本法来计算人的健康损失和生命价值；恢复费用法和影子工程法有一个相似的假设，即被恢复的生态环境系统和影子项目工程要与原有生态环境系统有相同的生态环境功能，这在实际中难以做到。

二、基于收益途径的资源环境价值评估方法

收益是指资源环境所生产的物质和提供的生态服务。收益途径的资源环境价值评估方法主要包括市场价值法、收益资本化法、替代市场法等。

(一)市场价值法市场价值法(Market Value Approach)是费用效益分析的一种基本方法，该法将资源环境质量看成是一个生产要素，认为资源环境质量变化导致生产率和生产成本的变化。即这种变化引起在给定资源条件下影响市场商品的供应量。或者导致产量或预定收益的降低。因而可以用市场商品数量或产量的变化来表示，其变化值以市场价格测算，以此作为评估资源环境的价值。例如，化工厂的空气污染对厂周围的农业生产有不利影响，可用损失农作物产量的价值作为减少污染措施的效益来计算资源环境价值。

(二)租金或预期收益资本化法1992年李金昌首先将地租理论用于探讨资源环境价值及其估算。他是在知道了一块土地、一片森林或一个生态环境系统的租金或预期收益和利息的情况下，用资本化法求取资源环境价值的基本值。再用环境稀缺性体现出的供求关系和时间加以调整，从而得出资源环境的价值。生态环境作为一种自然资产，其在未来一定年限内产生的物质性产品和功能的价值，即预期的收益或租金，按一定社会贴现率折为现值，就作为资源环境资产的价值。

(三)替代市场法所谓替代市场法就是找到某种有市场价格的替代物来间接衡量没有市场价格的资源环境物品的价值，替代市场法主要包括物品替代法、旅行费用法和享乐价格法等。一是物品替代法是用以估算生态环境系统所提供的多种生态功能效益，如涵养水源、保持水土、防风固沙、调节小气候、净化环境及营养循环等，它们不能直接在市场上进行交换，因而也没有体现出相应的市场价格，因此就要寻找一种有市场价格且与某项生态功能有相同或相似作用的产品作为替代品，用其产量和价格来间接估算该项生态功能的价值。例如，为获得与一片森林产生氧气的价值可以用氧气厂生产相同数量的氧气的费用来替代。为获得持留在土壤中养分的价值，可以用含相同数量营养元素的化肥的市场价格来替代等。二是旅行费用法(Travel Cost Method，TCM)是用于评估资源环境的旅游娱乐价值，如钓鱼、狩猎、森林观光等，虽然这些功能不能直接在市场交易中体现其价格和数量，但可通过人们在与这些环境服务密切相关的市场中所支付的价格或获得的明显利益来估算这些环境服务的价值，如所耗交通费用、门票及其它相关的费用。这里需要说明的是：人们在消费环境资源的这些服务时所支付的费用并不能完全等同于环境服务的价值，因为消费者根据其个人收入水平、文化层次、距离远近及其它情况而有着不同的消费者剩余。TCM通过消费的资料信息，求出消费者剩余，资源环境的服务价值就是消费者的实际支付与其消费者剩余之和。三是享乐价格法(Hedonic Pricing Method，HPM)是根据人们为优质环境物品享受所支付的价格来推断环境质量的价值，即将享受某种产品由于环境的不同产生的差价，作为环境差别的价值。此方法的出发点是某一财产的价值包含了它所处的环境质量的价值。如果人们为某一地方与其它地方相同的房屋和土地支付更高的价格，且其它各种可能造成价格差别的非环境因素都加以考虑后，剩余的价格差别可以归结为环境因素。

上述基于收益途径的资源环境价值评估方法都各有其特点和适用范围，分析如下：市场价值法是在估算生态环境产品(资源)的经济价值上运用最广泛和最直观的一种方法，这种方法易观测计量，其结果普遍能被接受。但在市场价格失真时，就需要作出修正，或采用以边际价格为基础的影子价格，但很难准确确定。租金或预期收益资本化法运用的首要条件就是要知道当年或每年生态环境系统的收益或租金，而每年的收益的估算又要涉及到其他多种方法，况且每年的生态环境系统收益受到气候、水文等自然因素和人为因素的影响，实际误差可能很大。物品替代法将无市场的生态服务功能(环境)转化为有市场价格的物品，从而实现其价值，这种方法主要适用于属于经济资产的自然资产的存量的估价，比如海洋捕鱼、采伐原始森林等。因为鱼类-木材都有市场价格，但对于自然资源的流量或者环境的损害等则无法使用该方法。旅行费用法是一种比较成熟的方法，但该方法需要通过问卷调查收集大量数据，估算过程较为繁琐。同时，旅行费用法主要适用于独立的某个景点，对多目标游览活动给出的结果比较模糊，也难以适用于城市内景点的估价，因为这些景点的旅行费用少，游客也不会把市内景点作为出行的唯一目的。此外，当该方法运用到诸如娱乐区或野生生物保护区时，由于忽略了这些景点的地方利益、非景点价值及非使用价值，会导致价值的过低估计。享乐价格法需要有足够大的单一均衡的资产市场，并要依赖大量数据包括环境数据，才能建立相应的方程，但这种方法是建立在实际市场数据的基础之上，所以比假想的评价方法有较少的系统误差。

三、基于市场调查途径的资源环境价值评估方法

通过市场调查的途径评估资源环境价值，目前在国际上最常用的是条件价值评估法(Contingent Valuation Method，CVM)，主要用以评估资源环境的非使用价值，如存在价值、遗产价值及选择价值等。

(一)条件价值评估法CVM利用征询问题的方式诱导出人们对环境物品的偏好，并导出人们对环境物品保存和改善的支付意愿(Willingness To Pay，WTP)，其计算方法类似于TCM法，即WTP=商品实际支出价格+消费者剩余，求出WTP，即可得到环境物品的价值，它针对的是缺少市场的环境物品，提供给消费者一个假设市场，其导出的WTP值依赖于向应答者描述的假设市场条件，所以又称为条件价值法。条件价值法早在60年代初就在国外开始应用，并在应用中不断改善，我国是在90年代引入的。CVM的具体操作流程是通过采访，要求调查对象对环境变化给出价值。CVM需要解决4个技术问题：采访方式、调查问卷的设计、提问方式和数据统计分析。它不仅是评估环境非使用价值的一种很好的方法，而且还可以用以评估资源环境的使用价值。

(二)条件价值评估法的争议条件价值法虽然目前此法应用广泛，但其争议也较大。首先，支付意愿与人们对研究对象(资源环境)的了解程度密切相关；其次，WTP与调查对象的文化背景、自然保护意识和收入水平相关；第三，需要较大的样本数量，因为WTP值与样本总人口数极大相关。由于这些因素的不确定性，导致了结果的较大偏差，甚至是扭曲，而且一项CVM的调查统计还需要足够的经费和时间。总而言之，CVM虽然存在很多缺陷，推广应用有一定难度，但却有着广泛的应用前景。

四、估价方法选择

按收益途径估算的资源环境正效益所体现的资源环境价值与按成本途径估算出的环境成本(环境损失)，其实质是一个问题的两个方面，即从收益的效果与失去收益的损失上考虑。

(一)从收益的效果上考虑在估算资源环境价值时。要根据研究对象的实际情况综合考虑，当环境系统提供的收益较明显和容易定量时，接收益途径估算；而当环境损失比较明显和容易定量时，按成本途径估算。在估算缺乏统计数据的资源环境物品时，还可以运用参照对比的方法，即使用别地的估算结果，经修正来反映本地该项资源环境的价值，当然其结果的误差也最难控制。

第3篇：生态价值评估方法范文

一、我省开展森林旅游资源资产评估工作的现实意义

1、有利于树立良好规范的森林旅游资源资产经营指导思想。对森林旅游资源资产进行评估，是为了把森林旅游资源资产的耗费介入其成本之中，对森林旅游资源资产的价值进行重新的架构，强调森林旅游资源资产在各生产要素中的突出位置。改变过去那种“高投入、低产出、高浪费、低效益”的经营模式，重视资源的保护和培育，走新型的森林旅游发展道路。

2、变我省森林旅游资源的无偿或微偿使用为有偿使用制度。对森林旅游资源资产进行评估，可以重新计算森林旅游的开发和使用成本，森林旅游经营者只有付出相应的经营成本和代价后，才能取得相应的旅游资源经营权和资格，这样经营者就会为了减少自身经济损失而放弃对森林旅游资源的过度和无度滥用，减少或有效杜绝了对森林旅游资源及生态环境的破坏，对保护森林旅游资源和生态环境等起到很重要的作用。

3、为优化我省森林旅游资源配置打下坚实的理论基础。市场经济不同于计划经济的最重要的一个方面就是资源的配置是通过市场自发调节的。通过价值规律和价格杠杆等来调节资源的合理流动。这就要求全部市场资源必须要有价格基础。对于森林旅游资源也是如此，通过对森林旅游资源经营模式的完善，通过引进合作、合资和股份制经营等多种形式，加快森林旅游资源产权制度的建立。在这一过程中，加强对森林旅游资源的价值评估无疑会加速这一重要的生产要素在市场经济环境下的优化配置，有利于森林旅游业的快速、稳定、可持续发展。

4、为我省森林旅游资源产品的定价提供科学的理论依据。我省是一个森林旅游资源极其丰富的省份。但由于受过去只注重开发而不注重保护的森林资源经营观念的驱使，森林旅游资源正日益呈现迅速退化的趋势。森林旅游产品不合理的定价机制，是其中一个非常重要的因素。相对较低的森林旅游产品价格，会造成森林旅游资源的过度消耗，超出资源环境的承载力，加快资源损坏。森林旅游业对于我省来讲，还是一个新兴的产业，因此价格的制定上还存在着较大的盲目性和不合理性。因此，我们要强调在对森林旅游资源资产进行科学合理的评估的基础上，合理开发、合理确定森林旅游产品的价格。

二、森林旅游资源资产评估方法

根据《资产评估准则―基本准则》的规定，资产评估基本方法主要包括市场法、成本法和收益法三种。森林旅游资源资产和其它资产相同，在评估的时候也主要依据上述的三种方法。但由于森林旅游资源资产其自身的特殊性及影响森林旅游资源资产价值的因素比较复杂，在评估方法的使用上也要与其它资产评估有所区别。

1、市场比较法。市场比较法也称现行市价法。它是以相同或相似的其它森林旅游资源的市场价格作为评估基础，以此来估算待评估资源价值的一种评估方法。评估公式如下：E=K××G×S

其中，E为森林旅游资源资产评估值；K为森林旅游资源质量调整系数；为旅游消费水平调整系数；G为相同或相似森林旅游资源资产单位有效使用面积的市场价格；S为待评估资产的有效使用面积；

2、重置成本法。重置成本法是在资产评估中用当前条件下重新购置一个全新的被评估对象所需要的全部成本去除发生的各种实体性、功能性、经济性的减值而把剩余部分的价值作为被评估对象的评估值的一种资产评估方法。评估公式如下：

资产评估价值=重置价值―实体性减值―功能性减值―经济性减值

3、收益现值法。收益现值法也称年金资本化法，是指通过估算被评估资产的未来预期收益并折算成现值，借以确定被评估资产价值的一种资产评估方法。从资产购买者的角度出发，购买一项资产所付的代价不应高于该项资产或具有相似风险因素的同类资产未来收益的现值。收益现值法对资产进行评估的实质是将资产未来收益转换成资产现值，而将其现值作为待评估资产的重估价值。该方法适用于市场比较成熟，年均收益比较稳定，旅游资源开发、建设和管理已经比较完善的森林旅游资源资产的价值评估。评估公式如下：E=A/P

其中，E为森林旅游资源资产评估值；A为年均纯收益；P为投资收益率；

三、结论

以上三种评估方法只是在森林旅游资源资产评估实际中经常使用的方法之一，这三种方法是分别从不同的渠道中分解出来的，虽然计算方法各不相同，但在使用中并不能完全将三者割裂开来，它们只是从不同的角度来表现森林旅游资源资产的价值。在评估实践中，一定要相互配合、相互统一。在评估中，避免单一的评估方法，而要是多方法的协调使用，相互修正，以形成合理的评估结果，避免单一方法带来的偏差。在选择森林旅游资源资产评估方法时要同时考虑被评估资源的自身特点、评估的条件等多种因素的存在。

参考文献：

[1]傅晶.黑龙江省森林公园产业化经营研究[J].商业研究，2006（10）：117―119

第4篇：生态价值评估方法范文

选择浙江省南部山区泰顺县作为研究区域，对全县各类生态系统服务价值进行了定量评估，并在此基础上进行了生态系统服务重要性及其区域分异规律的综合评价。结果表明：2012年全县生态系统服务总价值为334.1×108元，是当年该县GDP的6.40倍，其中以水源涵养、气候调节、土壤保持服务价值为主，三者分别占总价值的62.35%、21.8%、7.16%，生态系统有着巨大的间接服务价值。生态系统服务重要性分析结果显示，极重要、很重要、重要区、一般重要区域分别占全县总面积的31.43%、34.57%、20.35%、13.64%，评估结果可为生态系统的科学管理、生态保护关键区的确定以及生态保护和建设政策的制订提供理论依据。

关键词：

生态系统服务；价值；InVEST模型；浙南山区；泰顺县

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

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

1研究区概况

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

2研究方法

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

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

2.3评价方法

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

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

3结果与分析

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

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

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

4讨论

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

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

这种差异可能是由于评估时间、评估指标选取、评估方法及参数的不同造成的。一方面，利用遥感技术测算生态系统服务价值克服了传统生态统计方法以点代面的缺点，ANUSPLIN插值软件、Penman-Monteith模型、自然植被NPP模型等技术手段使得各项评估结果更能反映区域实际情况；但另一方面，遥感数据处理、模型运算精度、统计数据获取等都会不可避免地导致最终生态系统服务价值评估结果产生一定偏差。

第5篇：生态价值评估方法范文

与生态价值会计相关的概念主要有环境会计、生态会计、生态效益外部性会计、生态环境补偿会计等。分清它们之间的联系，有助于我们更好地了解生态价值会计的内容。

（一）环境会计是会计的一个分支，由宏观和微观两个层次构成

宏观环境会计主要是指国民经济环境核算，微观环境会计则是指企业等微观主体所从事的与环境有关的业务和环境会计信息披露。对于微观环境会计，StefanSchalteggerandRogerBurritt（2004）将其分为环境传统会计与生态会计。其中，环境传统会计包括环境管理会计、环境财务会计、环境其他会计三种。环境管理会计要解决“什么是环境成本，如何跟踪和追溯环境成本”的难题；环境财务会计涉及“是否经环境导致的支出资本化或费用化”“，什么是环境资产，如何计量环境资产”等问题；环境其他会计如税务会计可能会涉及“垃圾填埋修复成本如何抵税”问题。生态会计包括内部生态会计、对外生态会计、其他生态会计三部分。内部生态会计的目的在于收集以实物单元表示的供管理当局内部使用的有关生态系统的信息；对外生态会计收集和披露有关外部利益关系人关心的环境问题的数据；其他生态会计也以实物单位计量数据，是管理部门控制规定执行情况的一种方法。我国对微观环境会计的研究以孟凡利、肖序、许家林等为代表，主要集中在环境传统会计方面，基本上与西方学者保持一致。但在生态会计方面的研究，国内出现了两种局面。一种是沿用StefanSchaltegger等的概念，如耿建新（2007）、王中坚（2007）、张亚连（2011）、杜殿明（2012）、阙啸啸（2014）等；另一种虽然沿用了“生态会计”这一专业名词，但含义却有本质区别，脱离了生态会计实物计量的特征，在一定程度上可以说是对生态价值的会计核算，如杨宗昌（2002）、温作民（2008）等。

（二）生态效益外部性会计以张长江的研究为代表

张长江的《生态效益外部性会计》（2013）一书将生态效益外部性价值定义为“生态效益外部性价值=生态效益价值净额-生态收益”、生态效益外部性价值应确认为一项债权（应收生态款）、以“历史成本+公允价值”作为计量属性、以价值法和事项法相结合的披露模式。可见，生态效益外部性会计只是对本期生态价值尚未实现的部分进行会计核算，要以生态价值会计核算为基础。只有正确的生态价值会计核算，才有正确的生态效益外部性会计核算。

（三）生态环境补偿会计以秦格的研究为代表

秦格（2011）对生态环境补偿会计的基本假设、核算基础、反映的内容、主要特征、会计科目、账务处理、会计报告、分析体系等作了详细的论述。他将生态环境补偿会计定义为“反映民众生态权益，计量生态资产，从社会效益的角度出发，对社会补偿成本的发生情况进行控制和计量，反映社会成本发生的范围额度、分配去向的一种现代化专项会计核算制度”。作为规范指导生态补偿实践的工具，生态环境补偿会计的首要内容为发映生态资金的筹集和运用。而这一点在生态价值会计核算中是生态收入与支出所要反映的内容。可以得出结论，生态效益外部性会计与生态环境补偿会计是生态价值会计的发展和细化，而生态价值会计在微观环境会计体系中是与传统环境会计、生态会计并行的环境会计的一个新发展。

二、生态价值会计核算框架构建

本部分主要从生态价值会计核算的基本假设、会计确认与计量、会计科目设置与账务处理、会计报告等方面阐述该框架的构建。

（一）基本假设

生态价值会计的基本假设包含一般性假设和特殊性假设。一般性假设是对传统会计中四项基本假设的继承和发展；特殊性假设是生态价值会计的特有假设，是生态价值会计核算不可或缺的。

1.一般性假设包含会计主体假设、持续经营假设、会计分期假设、多元计量假设

（1）会计主体假设。理论上，生态价值会计主体应与我国的会计体系相一致，分为政府与非营利组织和企业两种。一方面，由政府与非营利组织保护和建设的生态系统，不以盈利为目的，其存在就是追求生态系统服务的价值最大化；另一方面，现阶段对生态价值的计量，在实践运用中还不成熟，专业服务机构成本高昂，生态补偿的收入却有限，将企业作为生态价值会计核算的主体不符合成本效益原则。所以现阶段应以相关行政事业单位作为会计主体，待条件成熟，再过渡到双主体。

（2）持续经营假设。生态价值会计的持续经营假设与传统会计相同，即会计主体的经济业务活动将无限期地持续下去。

（3）会计分期假设。考虑到生态系统的恢复与再生周期较长，生态价值会计核算的周期可分为短周期和长周期。短周期与传统的会计分期假设相同，可以年、季、月为划分标准；长周期可结合生态建设保护工程，以每一期工程项目为一个长周期。在长周期下的各个短周期内，采用相同的会计核算方法，以提高信息的可比性。同时，如果长周期之间有更合理的会计核算办法，在对其作出改变后，为保证信息可比，要进行追溯调整。

（4）多元计量假设。部分生态系统服务的价值在现阶段可采用生态经济学的方法进行计量。对于这部分要采用货币计量，并反映在报表中。但另一部分生态系统服务目前尚找不到合理的方法进行评估，如果忽视它们，将会人为地降低生态系统服务的价值，不利于生态系统的建设与保护，所以这部分要以非货币形式在附表中报告。

2.特殊性假设包含生态系统服务有价、生态系统服务可持续、生态系统服务有所有权归属三项假设

（1）生态系统服务有价。生态系统服务有价可以从马克思的劳动价值论与西方的效用价值论两方面认识。按照马克思的劳动价值论，商品的价值来源于无差别的社会必要劳动。生态系统被破坏后，治理与恢复过程必然要耗费人类劳动，凝结着劳动的生态系统成为生态系统服务的价值实体。按照效用价值论，物品的效用和稀缺性是价值的源泉，毋庸置疑，生态系统服务对人类有效用。在现代社会，环境污染日益严重，良好的生态系统服务越来越稀缺，正如美国经济学家塞尼卡所言：“经济增长和不断发展的工业，向环境排放污染物日益增长，使洁净的水、新鲜的空气成为稀缺的环境物品。”

（2）生态系统服务可持续。这一假设是可持续发展在生态价值会计的具体运用。可持续发展要求当代人不能以牺牲后代人的利益满足自己的需求，强调了代际之间的公平。生态系统服务可持续假设认为，除非有相反的证据，生态系统会一直存在，并提供维持社会、经济发展必需的服务。这一假设保证了生态价值会计核算对象的持续性。

（3）生态系统服务有所有权归属。生态建设保护单位虽然不能控制部分生态系统为谁服务，但却能通过自己的行为影响其产生主体———生态系统。他们的尽职守则，会改善生态系统，从而提高生态服务的质量；他们的不作为，会损害生态系统，从而降低生态系统服务的质量。从这一角度分析，生态系统服务归生态建设保护单位控制。按照实质重于形式的原则，这些单位可以把生态系统服务作为自己的一项资产，纳入会计核算体系中。

（二）会计确认

狭义的会计确认包含“如何确认”与“何时确认”两个问题。“如何确认”要以确认标准为依据，“何时确认”要以确认基础为准绳。

1.确认标准

我国《企业会计准则———基本准则》第二十一条规定：“符合资产定义的资源，在同时满足以下条件时，确认为资产：与资源有关的经济利益很可能流入企业；该资源的成本或价值能够可靠的计量。”生态系统服务是否可以确认为一项资产，关键看能否满足资产的定义与确认条件。生态系统服务是一项资源。所谓资源是指自然界和人类社会中一种可以创造物质财富和精神财富的具有一定量的积累的客观存在形态，包括自然资源与社会资源。生态系统服务来源于生态系统，具有经济效益、社会效益和生态效益。可以断定，生态系统服务是一项资源。生态系统服务由生态建设保护单位拥有或控制。这一点与生态价值会计的特殊性假设之生态系统服务有所有权归属相一致。生态系统服务能给生态建设保护单位带来经济利益。首先，在不影响生态系统可持续性下，收获的一些有形产品如木材、药材等会带来经济利益的流入。其次，生态系统服务中的一些无形效益如涵养水源、固碳释氧在现阶段没有公开交易市场的情况下，政府往往会对生态建设保护单位给予补偿。同时，随着以后生态系统服务市场的完善，这些服务给生态建设保护单位带来经济利益是毫无疑问的。另外，良好的生态系统服务带来的游憩收入也是一项经济利益的流入。生态系统服务能可靠地计量。自Constanza等1997年对全球生态系统服务价值评估以来，生态价值评估的理论与方法越来越丰富与完善，无论是区域生态系统还是单个生态系统，国内外都有众多的生态价值评估案例。所以，现阶段对生态价值进行可靠的计量已不是问题。通过以上的分析可以得知，生态系统服务可以确认为一项资产。同时，这项资产要素不同于传统资产，它既不能归为有形资产的一种，也不能划分为无形资产，以包含有形产出和无形效益的生态资产命名或许是最好的办法。

2.确认基础

公认的会计确认基础有权责发生制与收付实现制。生态价值会计要素的确认基础因会计要素的不同而不同。因为现阶段生态价值会计主体是政府与非盈利组织，所以与生态价值相关的收入与支出科目要以收付实现制为基础，这符合我国的惯例，也有利于主体的预算与决算，但对生态资产的确认，要以权责发生制为基础。生态资产实际上是会计主体对社会的贡献，也是获得收入补偿的依据。由于生态价值的数额通常很大，而政府给予的生态补偿有限和生态服务市场的不完备，导致现阶段生态价值全额收回是不可能的。所以，如果对生态资产的确认也以收付实现制为基础，那么生态资产确认数额有限，则不能充分反映生态系统服务的价值，也与生态价值会计核算的目的相悖。同时，坚持收付实现制与权责发生制的双重会计确认基础，也不违背政府与非营利组织的会计核算，体现了收付实现制不排斥权责发生制的宗旨。

（三）会计计量

生态价值的会计计量要特别注意对计量属性与计量方法的选择。《企业会计准则第5号———生物资产》指出，应优先选择历史成本对生物资产进行初始和后续计量，公允价值作为辅助的计量属性。生态资产中有形产品部分与准则所指的生物资产相似。一方面，生态系统中有形产品部分如林木、草地等，大多数是自然形成的，具有自然生长与不断增值的自然属性，历史成本很小或者无从考证，既使有一些林木、草地是通过人工培育出来，也可能会存在历史成本极低与公允价值严重偏离的情况；另一方面，生态系统中的一些无形服务是依赖于生态系统中的林木、草地等实体自然产生的，成本可以视为零，同时这部分无形服务往往会发挥巨大的生态效益，如果有生态系统保护与建设的支出，这部分成本也不能完全反映这部分服务的真正价值。所以，历史成本这一计量属性不适合生态价值会计。在没有历史成本或者历史成本无法确定的情况下，公允价值是可靠的选择。尽管现阶段生态系统服务没有完备的市场，但这并不构成其采用公允价值计量属性的不可逾越的障碍。因为“活跃的市场并不是形成公允价值的必要条件；当不存在活跃的市场时，可以采用包括未来现金流量现值在内的各种估价技术来提供对公允价值的良好估计”。所以可以通过评估手段获取生态价值的公允价值，以评估促进生态价值的会计核算。公允价值的选择要遵循既定的程序，可分为三个层次：第一层次为活跃市场上的公开报价；第二层次为不存在活跃市场，但存在类似商品的活跃市场，以类似商品的公开报价作调整而得；第三层次为相同和类似商品的活跃市场均不存在时，使用估价技术。生态价值的评估方法主要来源于生态经济学，现阶段比较成熟的有基于市场价格的评估方法和模拟市场价格评估方法。同时，每种生态系统服务的价值也有不同的评估方法可供选择。所以，为保证公允价值的可靠性，有一个选择的先后顺序问题。在确定生态系统服务的公允价值时，应优先采用基于市场价格的评估方法。因为无论是公开的或者替代的市场价格，都是大家所接受的，从而也是相对最公允的。只有当无法获取公开或替代的市场价格时，才可以选择模拟市场价格评估方法确定生态系统服务的公允价值。

（四）会计科目与账务处理

因为现阶段生态价值会计主体是政府与非营利组织，所以它的会计要素基本上与传统政府与非营利组织相同，都为资产、负债、收入、支出、净资产五类。在沿用原有的会计科目时，还要在相关要素下增设一些科目，以保证与生态价值相关的业务能纳入会计核算系统。资产类要素下增设“生态资产”科目；收入类要素下增设“生态收入”科目；支出类要素下增设“生态支出”科目；净资产类要素下增设“公众生态权益”科目。作为登记入账、编制报表的理论依据，这些要素之间必须满足的会计等式为：（1）资产+支出=负债+净资产+收入；（2）生态资产=公众生态权益。需要解释的是，等式（1）中的资产与净资产不包括生态资产与公众生态权益，要单列在等式（2）中，这与生态资产的报告方式有关。

1.“生态资产”与“公众生态权益”科目

生态资产科目用以核算生态系统服务的价值，既包括有形产品又包括无形的效益，可按区域内的子生态系统设立二级科目，如森林、草地等。在二级科目下，按照联合国千年生态系统评估报告对生态系统服务的分类，设立“供给服务”、“调节服务”、“文化服务”、“支持服务”等三级科目。初次登记入账时，借方按所属的生态系统的服务类型登记相关数额；同时按照复式记账原理，贷方记入公众生态权益科目。该科目下设“已收”、“未收”两个二级科目，并在二级科目下设置与生态资产相同的三级科目。“已收”表示已实现的生态收入，“未收”表示生态系统服务外部性，数额等于生态资产减去“已收”部分。后续评估增值时，按增加的数额做相同分类；评估减值时，按减少的数额做相反的分录。

2.“生态收入”科目

该科目用以核算会计主体提供生态系统服务而取得的各种收入，包含政府补偿收入、生态服务市场交易收入、其他如捐赠等。所以可以按收入来源设置二级科目，同时按“供给服务”“、调节服务”“、文化服务”“、支持服务”设立三级科目。在实际运用中，会计主体取得的收入有时可能分不清归属于哪类服务，这时，可按公允价值作为分配标准，分摊属于各个服务的收入。同时按收入数额把公众生态权益从“未收”转到“已收”科目。

3.“生态支出”科目

该科目用以核算会计主体和生态建设与保护相关的支出。可按所进行的工程项目设立二级科目，如退耕还林工程。

（五）会计报告

第6篇：生态价值评估方法范文

[关键词] 林木资源资产 资产评估 方法体系 方法选择

林木资源资产作为森林资源资产的最重要组成部分,是森林资源资产中产权交易最为频繁的部分,因而它是森林资源资产评估中最主要的内容。森林资源资产交易的大部分是林木资源资产的交易。因此,研究和探讨资产评估理论在林木资源资产评估中的运用有着十分重要的现实意义。林木资产评估要根据不同的林种,选择适用的评估方法和林分质量调整系数进行评定估算,评估方法主要有以下几种:(1)市场法:包括市场价格倒算法、现行市价法;(2)收益法:包括收益净现值法、收获现值法、年金资本化法;(3)成本法:包括序列需工数法、重置成本法。

一、市场法

1.市场价倒算法

市场价倒算法是用被评估林木采伐后取得木材的市场销售总收入,扣除木材经营所消耗的成本(含有关税费)及应得的利润后,剩余的部分作为林木资产评估价值。其计算公式为: (1)

其中:En――林木资产评估值;

W――销售总收入;

C――木材经营成本(包括采运成本、销售费用、管理费用、财务费用及有关税费);

F――木材经营合理利润。

2.现行市价法

现行市价法是以相同或类似林木资产的现行市价作为比较基础,估算被评估林木资产评估价值的方法。其计算公式为:(2)

其中:En――林木资产评估值;

K――林分质量调整系数;

Kb――物价指数调整系数;

G――参照物单位蓄积的交易价格(元/立方米);

M――被评估林木资产的蓄积量。

二、收益法

1.收益净现值法

收益净现值法是将被评估林木资产在未来经营期内各年的净收益按一定的折现率折为现值,然后累计求和得出林木资产评估价值的方法。其计算公式为:(3)

其中:En――林木资产评估值;

Ai――第i年的收入;

Ci――第i年的年成本支出;

u――经营期;

p――折现率(根据当地营林平均投资收益状况具体确定);

n――林分年龄。

2.收获现值法

收获现值法是利用收获表预测被评估林木资产在主伐时纯收益的折现值,扣除评估后到主伐期间所支出的营林生产成本折现值的差额,作为林木资产评估价值的方法。其计算公式为:(4)

其中:En――林木资产评估值;

K――林分质量调整系数;

Au――标准林分 年主伐时的纯收入(指木材销售收入扣除采运成本、销售费用、管理费用、财务费用、有关税费、木材经营的合理利润后的部分);

Da、Db――标准林分第a、b年的间伐纯收入;

Ci――第i年的营林生产成本;

u――经营期;

n――林分年龄;

p――利率。

3.年金资本化法

年金资本化法是将被评估的林木资产每年的稳定收益作为资本投资的效益,按适当的投资收益率估算林木资产评估价值的方法。其计算公式为:(5)

其中:En――林木资产的评估值;

A――年平均纯收益(扣除地租);

P――投资收益率(根据当地营林平均投资收益状况具体确定)。

三、成本法

1.序列需工数法

序列需工数法是以现时工日生产费用和林木资产经营中各工序的平均需工数估算林木资产重置价值的方法。其计算公式为:(6)

其中:En――林木资产评估值;

K――林分质量调整系数;

Ni――第i年的需工数;

B――评估时以工日为单位计算的生产费用;

P――利率;

R――地租;

n――林分年龄。

2.重置成本法

重置成本法是按现时工价及生产水平,重新营造一块与被评估林木资产相类似的林分所需的成本费用,作为被评估林木资产评估价值的方法。其计算公式为: (7)

其中:En――林木资产评估值;

K――林分质量调整系数;

Ci――第i年以现时工价及生产水平为标准计算的生产成本,主要包括各年投入的工资、物质消耗、地租等;

n――林分年龄;

P――利率。

3.历史成本调整法

在会计核算基础较好,账面资料比较齐全,且账面历史成本与行业或地区的平均成本较为接近时,可采用历史成本调整法。

历史成本调整法是以投入时的成本为基础,根据投入时与评估时的物价指数变化情况确定被评估林木资产评估价值的方法。其计算公式为:(8)

其中:En――林木资产评估值;

K――林分质量调整系数;

Ci――第i年投入的实际成本;

B――评估时的物价指数;

Bi――投入时的物价指数;

P――利率;

n――林分年龄。

四、不同种类林木资源资产评估方法选择

1.用材林(含薪炭林)林木资源资产评估方法选择

用材林林木资产评估一般按森林经营类型分龄组进行:幼龄林一般选用现行市价法、重置成本法和序列需工数法。中龄林一般选用现行市价法、收获现值法。在使用收获现值法时必须要有能反映当地生产过程的生长过程表或收获表。在没有这些数表时,也可利用当地的调查材料,拟合当地的林木平均生长过程,以取得预测值。近、成、过熟林主要选用现行市价法中的市场价倒算法。用材林林木资产评估时,要充分注意各龄组评估值之间的衔接。

2.经济林林木资源资产评估方法选择

经济林林木资产评估一般选用现行市价法、收益现值法和重置成本法。在选用收益现值法时应考虑经济林经营的经济寿命期、各生长发育阶段的经济林产品的产量和成本的差异、经济寿命期末的林木残值。在选用重置成本法时应以盛产期前为重置期确定重置成本。进入盛产期后,还应根据收获年数确定调整系数(折耗系数)。

3.防护林林木资源资产评估方法选择

防护林是以国土保安、防风固沙、改善农业生产条件等防护功能为主要目的的森林。防护林资产评估包括林木的价值和生态防护效益的评定估算,林木价值评估一般选用市价法、收益现值法和重置成本法。在选用收益现值法进行评估时必须以按防护林经营时所能获的实际经济收益为基础。生态防护效益要通过实际调查确定标准和参数。

参考文献:

第7篇：生态价值评估方法范文

摘 要：本文以大连海岸带资源地理环境概况研究为切入点，把大连海岸带资源划分为不同的类型，根据劳动价值理论、地租理论、环境价值理论，将不同的资产价值的评估技术和方法应用到大连海岸带资源资产中去，为以后建立健全的区域管理体系和相关法律法规打下坚实的理论基础，为国家实行海洋海岸带战略规划管理和发展提供理论依据。

关键词 ：海岸带资源 资产 分类 评估方法

本课题获得社科联项目，项目编号：2013DLSKYBDL132。

一、大连海岸带资源概况

1.大连海岸带资源概况

大连位于辽东半岛的南端，北面依靠着东北三省和东部的广大腹地，又堪称“东北之窗”。东端位于庄河市栗子房镇，濒临渤海；南端位于市辖区管辖的遇岩，隔着渤海海峡与山东半岛相望；西端位于旅顺口区双岛湾街道的蛇岛，面向黄海；北端位于庄河市仙人洞镇，是我国北方集重化工业、农业、贸易和旅游为一体的重要的港口城市。大连城市海岸线东起庄河市南尖山镇与东沟县交界处，西至瓦房店市李官乡与盖州市交界处，全长1906 千米（见表1）。

大连市海岸类型齐全，不同的地域有不同的特点，南部区域基岩质的海岸平缓延长、曲折，众多的海湾岛礁为旅游发展、港口建设和海水增值养殖业提供丰富且优渥的空间地理条件；东部临黄海，属于淤泥质的滩涂海岸，海岸线平直且低缓，滩面宽广，水深较浅，利于海水养殖；西部靠渤海，为沙砾质海岸带，沙滩平缓，质地优良，水质清澈，不仅适宜晒盐，还是海滨砂砾的富集地，易于开阔海水浴场，发展旅游业。

2.大连海岸带资源的分类

根据大连海岸带资源的概况了解及海岸带资源的种类可将大连海岸带资源资产分为：旅游资源、渔业资源、港口资源、海涂资源。

二、海岸带资源资源资产评估的理论基础

1.劳动价值理论

根据马克思的劳动价值理论，可以确定海岸带资源具有价值，即可划分为资产。海岸带资源资产的价值的大小是由海岸带再生产过程中所耗费的社会必要时间所决定的。大连海岸带资源是由自然再生产和社会再生产两部分构成的。随着人类社会经济的生产和发展和人们对海岸带资源的开发利用的深度和广度的增强，大连海岸带现有的资源已不能满足人们的社会经济生活生产和发展的需要。为了保持社会生活的长期而稳定的发展，人类必须要对海岸带资源投入社会再生产的具体劳动和抽象劳动，使大连海岸带资源的自然再生产过程和社会再生产过程相互结合起来。

2.地租理论

从绝对地租角度看，现代海岸带资源独占稀缺性使得海岸带资源的所有者凭借海岸带资源的所有权就可获得地租；从级差地租角度看，较好的海岸带资源形成超额利润。分为级差地租Ⅰ的海岸带资源是指那些由不同地理区位的差异决定的质量较好的资源引起的较高的社会生产率从而形成超额利润；分为级差地租Ⅱ的资源是指同等条件下，由于人类投入劳动量及社会生产资料不同，生产效率不同，高生产率形成超额利润。

3.环境价值理论

环境价值理论认为，自然资源、基于人类劳动投入生产和开发利用的资源、固有的生态环境功能和与人类利益或使用无关的环境资源中的各要素都具有环境资源价值。将海岸带资源的价值看做是由两部分构成:一部分是物质价值，另一部分是目前研究还不太成熟的资源生态环境价值。物质价值由两部分构成：一部分为比较实在的物质性的商品价值；另一部分为有形的资源物质价值；而生态环境价值包括使用价值和非使用价值。

三、大连海岸带资源资产评估方法研究

1.旅游资源资产的评估

大连旅游资源例如金石滩旅游风景区，老虎滩等景点，适用旅行费用法。首先应先根据客源地划分若干地区，再根据每个客源地区平均旅行费用和社会经济变量作为自变量，各客源地区对目的地到访率作为因变量来求解函数。实际评估中，采用省级行政区来划分旅游客源区，即34个客源地区。计算每个客源地区对大连金石滩海岸风景区得到访率，即，i=1，2，…，k，Ri：客源地区i对金石滩的到访率；Pi：客源地区i人口，Vi：客源地区i对金石滩年到访量；ni：第i个客源地区的实际样本数；N：样本总数；V：各客源地区的总到访量；k:客源区得个数。

2.渔业资源资产的评估

富含渔业资源的海岸带适合于近海水域的水产养殖，因为渔业资源资产利用海水养殖创造收入，评价渔业资源资产可用收益现值法评估。收益现值法对投资人利用渔业资源使用权在未来一定期间获得的各年净收益进行预测，然后计算渔业资源使用权应分成的各年净收益在评估基准日的现值之和，该现值之和即为对海域资源使用权的估价。构造评价模型：其中：E：估计值；Au：养殖的纯收入；P：折现率；V：年养殖管理费用；u：养殖周期。

3.港口资源资产的评估

适用港口的海岸带资源资产即大连的北部地区，港口资源建设项目会影响到港口资源的生态环境，要对此运用影子工程法进行经济损益分析，该方法具有良好的适用性和有效性，可给港口建设部门提供有关依据，实现经济社会环境效益的共同发展。建立人体环境成本计算模型： M=S×C，M：人体健康环境成本，S：区域港口资源建设面积，C：港口资源建设单位成本。

4.海涂资源资产的评估

海涂资源分等定级是在特定的用途下对一定范围的海涂资源的综合质量进行划分。首先划根据有关资料和自然环境因素，将大连海岸带的海涂资源分为几片区域。选择海水质量和人口密度等建立评估影响因素体系，确定各个因子的权重。可将海涂资源分为三个等级Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ。以不同的评估单元和参评因素的实际状况值为基础，根据分级评价方法，采用赋分方法对各评估单元的标砖评价因子进行打分，得出评估单元的综合质量指数。将这些计算出来的各评估单元的标准综合指数进行排序，由计算机自动绘制标准综合质量指数分值的折线图，从图上寻找分值突破点，画出资产的级别，最后确定每个级别的资源定价价格。将标准评估单元与其它评估单元的价格采用下列计算公式进行换算：

P：评估单元的资源价格，F：待评估单元的综合质量指数， a F ：标准评估单元的综合质量指数，Pa：标准评估单元的资源价格，计算出各评价单元的资源价格。

四、结论

大连海岸带富含丰富的旅游资源、渔业资源、港口资源、滩涂资源。我们要将这些资源的信息价值纳入到海岸带开发管理的社会经济效益中，对于大连海岸带资源不同的使用途径，使用不同的评估方法。

在环境保护方面，海岸带资源保护完善了自然资源的价格体系，针对不同的分类资源确定其资源价格，建立一套具体的评估资源价格模型，破坏资源或者使用资源必须付出相应的价格，成立付款和赔偿负责机制。为建立健全的区域管理体系，资源有偿使用制度，明晰所有权和经营权，建立健全的海岸带资源管理相关法律法规，打下坚实的理论基础，为以后国家实行海洋海岸带战略规划管理和发展提供理论依据。

参考文献：

[1]欧维新，杨桂山，于兴修.海岸带自然资源价值评估的研究现状与趋势[J].海洋通报，2005年4月，第24卷.

[2]金建君，张灵杰，恽才兴.浙江省乐青湾海涂资源分等与定级估计研究[J].中国人口资源与环境.2009年第19卷第2期.

[3]李向明.旅游资源资产评估及其指标体系的构建[J].资源科学.2006年5月.第28卷第3期.

[4]金建君等，海岸带资源资产化管理与可持续发展[J].《海洋开发与管理》2004 年.

[5]秦延文等，渤海湾海岸带开发对近岸沉积物重金属的影响[J].《环境科学》2012 年.

[6]王忠蕾等，海岸带地区环境承载能力评价研究综述[J].《海洋地质动态》2010 年.

[7]董雪旺，张捷，蔡永寿，等.基于旅行费用法的九寨沟旅游资源游憩价值评估[J].地域研究与开发， 2012， 31(5): 78-84.

[8]董雪旺，张捷，章锦河.旅行费用法在旅游资源价值评估中的若干问题述评[J]. 自然资源学报， 2011 ， 26(11):1983-1997.

[9]栾维新，李佩瑾.我国海域评估的理论体系及海域分等的实证研究[J].地理科学进展， 2007， 26(2): 25-34.

作者简介：

黄世英 （1962.4.-），女，大连海洋大学，教授，经济管理学院硕士生导师、教研室主任、硕士，研究方向财务管理。

宋宏丹 （1974.7.-）女，大连海洋大学，讲师，经济管理学院教研室副主任，硕士，研究方向财务管理。

第8篇：生态价值评估方法范文

关键词：生态系统；服务功能价值；估算方法

一、生态系统服务功能内涵及意义

生态系统服务（EcosystemServices）是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1]，它不仅给人类提供生存必需的食物、医药及工农业生产的原料，而且维持了人类赖以生存和发展的生命支持系统（Daily，1997；欧阳志云等，1999）。由此得出生态系统不仅可以为我们的生存直接提供各种原料或产品（食品、水、氧气、木材、纤维等），而且在大尺度上具有调节气候、净化污染、涵养水源、保持水土、防风固沙、减轻灾害、保护生物多样性等功能，进而为人类的生存与发展提供良好的生态环境。近年来，随着世界范围内人口、资源与环境之间的矛盾越来越突出，有关生态系统服务功能效益评估引起了世界各国的普遍关注，生态系统服务及其价值评估已经成为当今生态学、生态经济学研究的前沿课题之一。

随着生态经济学、环境和自然资源经济学的发展，国内外学者开始致力于此问题的研究，对各类生态系统进行定性及定量的研究，为及时、准确和动态的掌握生态系统功能的价值提供了依据，对国民经济发展、生态环境的建设与保护和政府的宏观决策有重要的现实意义。具体表现在以下几个方面：（1）有助于提高人们的环境意识；（2）促使商品观念的转变；（3）促进环境纳入国民经济核算体系；（4）促进环保措施的科学评价；（5）为生态功能区划和生态建设规划奠定基础（引自中国科学院可持续发展战略研究组）。

二、生态系统服务功能的价值

（一）生态系统服务功能价值构成

生态系统服务功能的价值源于它的功能，生态系统服务功能是多样的，决定了生态系统服务价值也是多样的。联合国环境规划署（UNEP）[2]于1993年组织一些专家编写了《生物多样性国情研究指南》，将生物多样性价值划分为五种类型，即：具显著实物形式的直接价年进行的“中国生物多样性国情研究”项目，王健民提出生物多样性总经济价值包括直接使用价值、间接价值、潜在使用价值和存在价值四个方面。欧阳志云等学者又将其分为：直接利用价值、间接利用价值、选择价值、存在价值[3]。虽然不同的学者对于生态系统服务功能价值给出了不同的分类，但总体上都是围绕着利用价值和非利用价值进行研究的。

（二）生态系统服务功能价值估算方法

美国康斯坦扎等人在测算全球生态系统服务价值时，首先将全球生态系统服务分为十七类子生态系统，之后采用或构造了物质量评价法、能值分析法、市场价值法、机会成本法、影子价格法、影子工程法、费用分析法、防护费用法、恢复费用法、人力资本法、资产价值法、旅行费用法、条件价值法等一系列方法分别对每一类子生态系统进行测算，最后进行加总求和，计算出了全球生态系统每年能够产生的服务价值[4]。随后依据生态系统服务与自然资本的市场发育程度，将以上的生态系统服务与自然资本的经济价值的评估研究方法归结为四类：（1）实际市场评估技术，对具有实际市场的生态系统产品和服务，以生态系统产品和服务的市场价格作为生态系统服务的经济价值。评估方法主要包括市场价值法、费用支出法。（2）替代（隐含）市场评估技术，生态系统的某些服务虽然没有直接的市场交易和市场价格，但具有这些服务的替代品的市场和价格，通过估算替代品的花费而代替某些生态服务的经济价值，即以使用技术手段获得与某种生态系统服务相同的结果所需的生产费用为依据间接估算生态系统服务的价值。这种方法以“影子价格”和消费者剩余来估算生态系统服务的经济价值。评估方法较多，包括替代成本法，生产成本法—机会成本法、恢复和防护费用法、影子工程法，旅行费用法（TCM），资产价值法或享乐价值法（HPM），以及疾病成本法和人力资本法、预防性支出法、有效成本法等。（3）假想（模拟）市场评估技术，对没有市场交易和实际市场价格的生态系统产品和服务（纯公共物品），只有人为地构造假想市场来衡量生态系统服务和环境资源的价值，其代表性的方法是条件价值法（CVM）。（4）空间—能值分析技术，包括生态足迹法和能值分析法，目前由于其不够完善应用较少[5]。

1.实际市场评估技术

费用支出法是从消费者的角度来评价生态服务功能的价值。它以人们对某种生态服务功能的支出费用来表示其经济价值[6]。例如，对于森林景观的游憩价值，可以用游憩者支出的费用总和（包括往返交通费、餐饮费用、住宿费、门票费、入场券、设施使用费、摄影费用、购买纪念品和土特产的费用、购买或租借设备费以及停车费和电话费等所有支出的费用）作为森林憩的经济价值。它仅能评价森林游憩的使用价值，不能评价非使用价值，如该方法不能说明游憩者较少的（热带雨林）森林的游憩价值。

市场价值法：市场价值法与费用支出法类似，适合于没有费用支出的但有市场价格的生态系统服务的价值评估[7]。理论上，市场价值法是一种合理方法，也是目前应用最广泛的生态系统服务功能价值的评价方法。如计算产品提供功能价值多采用市场价值法来计算，以农产品为例可有：

Va=ΣQa，iPs，i（1）

式中：Va为农产品的价值（元）：Qa，i为当年第i类农产品数量；Ps，i为第i类农产品价格。根据实际情况可以进行调整。如果涉及到整个生态系统由于其功能种类繁多，而且往往很难定量，实际评价时仍有许多困难。

2.替代市场价值法

替代成本法：在生态系统遭受破坏之后人工建造一个系统来替代原来的生态系统服务功能，用建造新工程的费用来估计生态系统破坏所造成的经济损失的一种方法。如水循环功能价值可用替代成本法计算，以农业水循环为例可列为

Vw=a×（Q1－Q2）×Pw（2）

式中:Q1为农业用水总量，Q2为农业排水总量，Pw为水价，a为调整系数。

影子价格法：在完善的市场条件下，市场价格取决于市场供求状况，当供求均衡时，价格趋于稳定，此时需求者为多购买单位货物所支付的价格—边际产品价格，恰好等于供给者多生产单位货物的生产成本—边际生产成本。该均衡状态下的市场价格，即为线性规划所求的影子价格。资源优化配置的线性规划中存在对偶规划，一旦实现了资源的最优化配置，各种资源的最优价格就是影子价格。当社会处于某种状态时，影子价格能更好的反映各种资源的价值、市场的供求状况以及资源的稀缺程度，使资源配置向优化方向发展。如果排除市场价格不合理因素后计算的结果已不同于线性规划所描述的的影子价格。影子价格的基本计算方法大致有两类：总体均衡分析法和局部均衡分析法，前者虽然理论上比较严密，但是应用比较困难，后者则需要根据分析对象的特点和所处的供需环境来具体确定影子价格。机会成本属于后者，目前此种方法主要应用于生态环境供水效益的计算[8]。

影子工程法：又叫替代工程法，是恢复费用法的一种特殊形式，当生态系统某些功能难以直接进行估算时，可借助于能够提供类似功能的替代工程即所谓的影子工程的价值来替代该生态系统服务的价值。如森林涵养水源的功能，很难直接进行价值量化，但可以寻找一个影子工程。如修建贮存与森林涵养水原量同样水量的水库，则该水库的价值就可以替代该森林涵养水源的价值。姜文来等分别用影子工程法对森林涵养水源的价值进行了评估[9～[10]。

旅行费用法（TCM），TCM的设想最早是由美国经济学家霍特林于1947年提出的。他认为，可以应用经济学的需求理论，按照游客到达国家公园的旅行距离和对国家公园访问率之间的经验关系，估计出人们对国家公园的需求，进而计算国家公园对游客产生的总效益，其应该等于游客的旅行费用支出加上消费者剩余。简单的计算方法为Vt=P×Sp（P为旅游人数，Sp为旅游者平均费用）。TCM模型分为分区旅行费用模型（ZTCM）与个人旅行费用模型（ITCM）。它的最大贡献是对消费者剩余的创造性应用[11]，其主要原因有：人们常用市场价值表示商品的经济价值，但像森林游憩这样的“公共产品不仅没有市场交换，而且没有市场价格；消费者剩余是根据商品市场价格资料计算除了的，但森林游憩没有市场交换和市场价格，因而其消费者剩余没办法计算出来；它的有点在于提出了游憩商品可以用消费者剩余作为其价值的评价指标，并计算出其数值。同时，它又有它的局限性，只能评价森林游憩的使用价值，不能评价其非使用价值。

疾病成本法和人力资本法：生态系统服务的变化有时会影响人类的健康。它主要表现在：因污染致病、致残或早逝而减少本人和社会的收入；医疗费用的增加；精神或心理上的代价等。疾病成本法用来计算污染对人体健康的影响，以损害函数为基础，把人们接触到的污染水平与健康状况联系起来。人疾病成本法和人力资本法包括以下步骤：（1）确定污染物的种类和数量；（2）确定污染作用下发病率的增加量；（3）使用治疗成本、工资损失和生命损失去估计患病和过早死亡的成本[6]。

防护和恢复费用法：用于评估水土流失、重金属污染、土地退化等环境破坏或噪声、危险品和其他污染造成的损失。其基本思想是：用恢复被破坏的环境（或重置相似环境）或避免某种污染的费用来表示该环境污染造成损失的价值的费用来表示该环境的价值。例如，某地湿地生态系统遭到破坏后，要恢复到原来状态所需的费用，或确保使其不被遭到破坏所需的费用。

资产价值法：把环境质量看做是影响资产价值的一个因素，当影响资产价值的其他因素不变时，以环境质量恶化引起资产价值的变化额来估计环境污染所造成的经济损失的一种方法，称为资产价值法。例如，用房屋资产价值变化来估计大气质量变化造成的经济损失或收益：房屋的价格受房屋特性（如大小、新旧、结构类型等）、四邻条件（交通便利程度、周围学校、商店等情况）和环境质量的影响，通过调查并使用多变量分析建立它们之间的相互关系，从而计算出大气质量变化引起的房屋价值的变化，说明大气质量变化造成的经济损失或收益。目前应用此类方法较少。

3.假想市场法

条件价值法（CVM），也称调查法和假设评价法，通过假想市场询问人们对环境质量改善的支付意愿（WTP）或受到损害后的受偿意愿（WTA）来评估环境物品或服务的价值。它的核心是直接调查咨询人们对生态服务功能的支付意愿，并以支付意愿和净支付意愿来表达生态服务功能的经济价值[12]。在实际研究中，从消费者的角度出发，在一系列假设问题下，通过调查、问卷、投标等方式来获得消费者的支付意愿和净支付意愿，综合所有消费者的支付意愿和净支付意愿来估计生态系统服务功能的经济价值。根据条件价值法计算公式：

E（WTP/WTA）-Pibi[13]（3）

式中：E（WTP）为被调查者平均支付意愿，E（WTA）为被调查者平均补偿意愿，Pi被调查者选择某数额的概率，bi为投标数额进行计算；再结合当地实际根据被调查者表达出的WTP或WTA建立适当的数学模型，进而确定价值影响人群最大WTP或最小WTA，实现评估非市场物品价值目的。

条件价值法与其他方法相比它特别适宜于对那些非使用价值占有较大比重的生态系统服务价值的评估。因此，他为政府决策提供了有效的科学依据。但它也有一定的缺点，主要是假想性和存在偏差，这需要在问卷设计和调查过程中采取具体的办法以减小或克服它的缺点。

第9篇：生态价值评估方法范文

关键词　非线性；生态服务功能；生态服务价值；消浪护岸功能：互花米草

中图分类号　F062.2　文献标识码　A　文章编号1002-2104(2009)03-0125-04

海岸带地区生态系统为人类活动提供了多种服务功能，是人类生存和经济发展的重要场所。然而在过去的二三十年时间，海岸带生态系统呈现不断恶化和退化的趋势，并进一步影响到社会经济的可持续发展。对此，迫切需要了解和认识海洋生态系统对当今和未来社会的经济贡献，才能在政策制定和海洋管理过程中，达到资源的合理分配和利用。为此，选取互花米草(spartina alterni-flora)盐沼生态系统为研究对象，通过建立互花米草盐沼生态系统服务功能与其经济价值之间的非线性关系模型，对杭州湾南岸区域互花米草资源价值量进行定量研究，从而确定互花米草盐沼生态资源的开发与保护面积。

1　非线性关系模型的建立

采用Barbier的非线性关系理论，建立互花米草盐沼生态系统的分布面积与其生态服务功能价值的非线性关系模型。其非线性关系模型建立方法如下：

首先，在综合大量有关互花米草消浪护岸功能实验研究结果的基础上，通过对互花米草消浪效果与其种植宽度关系分析，结果表明互花米草的消浪效果在垂直海岸线方向上随着种植宽度距离的减小，且呈现二次或指数的线性回归递减趋势。从线性回归分析的结果中，选取回归效果最佳的一组数据附图1(也就是R2值最高的)作为建立模型的原始数据，并根据公式(1)，得到波浪消浪比例的变化：

k=1-h1/h (1)

公式(1)中K为波浪通过互花米草后波浪的消浪比例；h1和h2分别为沿波浪传播方向互花米草的终了和起始断面处的波高。经过转换，得到波浪衰减率K与互花米草种植宽度B的关系曲线，见图1(0≤K≤1)。

其次，在上述互花米草种植宽度与其波浪消浪比例的非线性关系的基础上，建立互花米草消浪护岸功能价值与其分布面积之间的非线性关系。假设互花米草分布的宽度是一定的，均匀的沿海岸线100 km分布，通过图1中波浪消浪的比例变化趋势反映互花米草消浪护岸功能价值的比例变化趋势，其转化公式为：

vi=vi-1++[A×S×(Ki-Ki-1-) (2)

公式(2)中，vi是消浪护岸服务功能的价值；A是单位面积消浪护岸服务功能的价值；s是互花米草研究区域的面积；Ki是波浪消浪比例。通过公式(2)得互花米草分布面积与其消浪护岸功能价值间的非线性变化关系。

最后，根据互花米草盐沼生态系统消浪护岸功能价值与其分布面积的关系，计算互花米草盐沼生态系统区域内的资源总价值，从而，构建互花米草盐沼生态系统分布面积与其生态服务功能价值之间的非线性关系模型。

2　非线性关系理论的应用――以杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统为例

互花米草是我国沿海潮滩分布面积最广的盐沼植被，在减缓和防止海滩生态系统退化、恢复和重建受损海滩生态系统中作用重要。但对于海产养殖业，互花米草的扩展则对经济价值的增长具有负面影响(例如：减少可用于养殖的海滩面积)，从而也成为当前生产部门和学术界的争论焦点。互花米草及其生态系统到底是影响海产养殖业的负面作用大，还是生态系统服务作用大，至今没有得到共识。其主要原因就在于对互花米草对滩涂养殖业的影响无法进行定量研究。因此本文选择杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统为案例进行定量研究。杭州湾为钱塘江口延伸的河口湾，为一喇叭口形状的河口海湾，地处亚热带海洋性季风区，地理位置为29°58'27''～30°51'30''N，120°54'30"～121°50'48"E。杭州湾南岸滨海平原位于沪、杭、甬经济金三角的中心地带，是中国沿海经济最发达的地区之一，生态特征以互花米草群落、海三棱蕉草群落和芦苇群落为优势种，面积分别为5258 hm2，656 hm2，330 hm2。它不仅是世界珍稀濒危物种黑嘴鸥的主要迁徙停息地，也是中国南北滨海湿地的分界线，因此，杭州湾南岸湿地资源具有明显的稀缺特征，具有极高的研究和保护价值。随着工农业生产的高速发展以及城镇化建设步伐的加快，围垦滩涂扩大土地面积的需求日益迫切，大量滩涂被开垦成农田或水产养殖场。根据浙江省围垦局规划2006―2025年全省将围垦滩涂3.39×104hm2，围垦前后生态环境服务功能效益显著下降，而湿地作为生物栖息地的生态效益则由61％降至3％，生物多样性将受到严重破坏。

杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统不仅提供互花米草和底栖动物等直接物质产品(直接经济价值)，而且还具有消浪护岸、促淤造陆、固定CO2、释放O2、庇护所及基因资源、营养物质贮存和循环、净化环境、减轻海洋污染等服务功能(间接经济价值)。根据2005年的数据，杭州湾南岸互花米草盐沼面积为38 km2，为了便于本案例的研究，假设杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统沿海岸线100 km分布，其垂直海岸线向海一面的种植宽度为350 m，则总面积为35 km2。按李加林等提及的杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统直接经济价值600万元计算，可以得出互花米草盐沼生态系统直接提供的物质产品单位面积价值为15.633万元。从图1中可以看出，当波浪经过200 m互花米草种植宽度时，可消去约80.0％的波高，种植宽度为300 m时，可消去超过90.0％以上的波高，可以使原设计标准20年一遇的海堤安全高度降低2 m以上，护花米草消浪效果明显，具有显著的消浪护岸功能。因此选择生态系统管理方法中的替代成本法(Replacement cost，RC)对互

花米草盐沼生态系统消浪护岸功能价值进行评估，即通过计算可用于降低海堤设计标准所节省的费用或海堤遭受破坏后所需的海堤修理费用来代替其消浪护岸功能的价值。运用降低海底设计标准节省的费用计算其消浪护岸价值为2250万元，根据其消浪护岸功能价值与其面积问的线性关系计算得互花米草消浪护岸功能单位面积价值为58.624万元。南美对虾养殖业在萧山地区的每667 m2养殖收益在3000～6000元不等，本文取3000元／667 m2计算，其单位面积价值为450万元。

根据公式(1)和(2)及单位面积互花米草消浪护岸功能的价值，建立互花米草盐沼生态系统面积与其消浪护岸功能价值之间的非线性关系，得表1。

本文将互花米草盐沼生态系统的服务价值主要分成三部分进行分析：第一部分为直接物质产品价值(主要由植株和底栖动物两部分组成)；第二部分为消浪护岸价值(由于消浪护岸功能价值在护花米草生态系统总价值中占主导作用，因此关于消浪护岸价值以外的其他间接经济价值在本文中不做研究)；第三部分为将互花米草盐沼生态系统转换成对虾养殖场带来的收益。分别对上述三部分生态系统服务功能价值进行计算，结果如图2所示。结果表明当互花米草的面积为25.4 km2，对虾养殖场的面积为9.6 k2时，该区域资源价值量的评估值最高，为2626.7万元。

3　讨论与展望

为了更好地反映“非线性”理论的优点，在已有数据的基础上，采用原生态系统服务功能价值评估方法，建立互花米草盐沼生态系统分布面积与其生态系统服务功能价值之间的关系模型(见图3)，并对该两种模型计算结果进行对比分析。

如图3所示，若不考虑互花米草的消浪护岸功能价值随其分布面积呈非线性关系，单纯以追求经济效益为目的时，将35km2互花米草生态系统全部改为对虾养殖场，则该生态系统区域的总经济价值为1575万元，单纯的以保护互花米草盐沼生态系统为目的时，其资源总价值量为2598.9万元。运用这种分析方法，使得我们在对护花米草盐沼资源的开发与保护中只能用“是或否”的管理方法进行决策，或者对互花米草盐沼生态系统的资源实施完全保护，或者将该区域的互花米草资源全部改为对虾养殖场，而很难找到互赢互利的结合点。从结果上看，实施全面保护能够实现该区域经济效益的最大化，任何将互花米草生态系统改建为对虾养殖场的做法都会导致该区域总经济效益的下降，因此在原有生态系统管理方法的框架内，我们只能对该区域的互花米草资源进行全面保护。

但是，本文通过互花米草自身消浪护岸功能与其种植宽度间存在的非线性关系，建立互花米草生态系统消浪护岸功能价值与其分布面积的模型(见图2)。当互花米草的面积为25.4 km2，对虾养殖场的面积为9.6km2时，该区域资源价值量的评估值最高，为2626.7万元，单位面积资源价值量为75万元。虽然互花米草的消浪护岸功能价值在其生态系统服务功能总价值中起主导作用，但是从图2和图3的对比中可以看出，这种非线性的关系并没有使互花米草消浪护岸功能的价值发生剧烈的波动，其结果是可靠的。实践证明，对互花米草盐沼生态系统的开发面积不超过其总面积的27％，即可实现该区域资源价值的最大化，因此，互花米草生态系统与其面积间非线性关系模型的建立可为我国互花米草资源开发与保护的量化管理决策提供科学依据。