生态系统的直接价值范文

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商业生态系统是Moore（1993）首次提出的。所谓商业生态系统，就是由多个企业、顾客和其他各类组织或松散或紧密地联结在一起，组成一个跨越行业界限的群体，彼此相互依赖，价值共享，以期获得各自良好的生存能力和效果。后来Moore（1996，1999）更具体的阐释商业生态系统中的企业应以“共同进化”为目标，不再把自己作为单一的竞争主体，改变以往战略思维定势，以整个商业生态系统迎接动态和无限的竞争。

Iansiti和Levien（2004）则从生态系统中的核心物种（keystone species）引申出商业生态系统中的核心企业（keystone corporate）概念，并认为核心企业通过设立共享平台、架构和标准创造和分享价值使得整个商业生态系统得以存在和发展。商业生态系统中的所有企业将依赖和分享关键企业优势（keystone advantage）。这是把整个商业生态系统作为俯瞰的对象，揭示了部分商业生态系统的状态。

而双边市场（Two-Sided Markets）的概念也揭示了相互联系的顾客和企业之间如何能够通过双边或多边联系和交易平台，降低搜寻成本和交易成本的过程（Eisenmann, 2006）。这也是一种商业生态系统。

商业生态系统具有多面性和复杂性，笼统地研讨商业生态系统战略和应用会使结论和方法缺乏针对性，也会影响适用性。本文试图从资源、经营活动和市场对商业生态系统的影响，区分不同类型商业生态系统的不同特性，给出不同的构建战略。

一、两种类型的商业生态系统

当我们从资源、经营活动，以及市场来划分商业生态系统的时候，可以看出两大类型的商业生态系统（见图1），在缘起和形成过程方面也在根本上存在实质的差别。

以价值创造和价值共享为基础的商业生态系统，往往是在资源和经营活动上相互依赖，彼此互为各自价值增值活动中的一个部分。如果众多企业都共享或依赖某一企业的资源或经营活动，那这个企业就被视作核心企业。核心企业作为核心物种，在这类商业生态系统的形成和持续发展中，往往起着关键作用。每一个企业的价值增值活动构成了自己的价值链，各个企业的价值链相互交织，再加上虚拟组织对资源的动态共享，形成了价值网络。如果价值链和价值网络的结构具有可持续性和相对稳定性，就形成价值链或价值网络型商业生态系统。那种项目性和临时性或权宜性的资源和经营活动上的合作关系，不是商业生态系统。

价值链、价值网络型生态系统，以企业之间在运作过程中互相为对方创造价值为存在的基础，但所创造的价值，最终要在市场中实现。市场是所有商业生态系统食物链的源头。如果企业的顾客群能够相互融合，或将各自的市场相互联结，使得每个企业的市场规模扩大，或使自己的市场更稳固，忠诚度更高，则将这样的企业群落称为市场联结型商业生态系统。

不同于价值链价值网络型商业系统，市场联结型生态系统中的企业和其他组织，在运作过程中在资源共享和经营活动上的联系有时较少或相对较少，而市场上的协同所构成的市场联结，却是这类商业系统的主要结构。比如电影业和DVD产业在各自的生产过程中鲜有联系，但是拍摄完成的电影用DVD光碟作为载体发行，却创造了电影院以外的市场，而能够在家看电影，也大大增加了DVD的顾客群。这种由于产品组合而扩大了市场范围，并且这一市场有相当的稳定性的话，就是典型的市场联结型商业生态系统。

商业生态系统的重要特点，在于个别企业的消亡甚至某一产品行业的消亡都可能不会在根本上影响系统结构关系的稳定，不会导致系统崩溃。因为商业生态系统的核心结构，源于资源利用和价值增值活动的必要性，以及产品组合带来的市场规模和顾客群的稳定性。而这些方面构成了商业生态系统的可持续性。没有了这种可持续性，商业生态系统的意义就会丧失很多。系统内部的企业和很多生物种群的个体一样，既存在竞争关系，也存在和谐共生和共同进化的依存关系。而竞争和多样化也是共同进化的推动力。

二、价值链价值网络型商业生态系统的构建

这种类型的商业生态系统，往往源于对组织边界之外的资源的利用和彼此互补的经营活动。这类系统中通常存在众多企业为一个或少数企业提供不同产品或服务的现象。比如微软公司软件生态系统，就有开发服务商、独立软件提供商、系统集成商、小型专业公司、各类经销商、应用开发培训机构等数万家企业作为其系统的一员。

这类系统中还有另外一种现象，一个企业为众多大小企业提供相同或类似的服务。比如台积电公司，通过提供优异的制造设施、生产技术和客户订制技术资料数据库，为很多半导体集成电路和芯片设计企业提供制造服务。台湾的一些电子类代工企业比如富士康属于这一类，eBay网属于这一类。其他所谓多边市场或多边平台，也是属于这一类。

为了便于论述，我们把前一种类型的企业称为“中心型企业”，后一种类型的企业称为“平台型企业”。不排除有的企业既是中心型又是平台型，也有平台型企业为中心型企业服务。这两种类型的生态系统也会相互交织构成更大范围的生态系统。两种关系模式分别如图2所示。

1.中心型生态系统的构建

中心型生态系统有两种类型的企业，其一是中心型企业，其他企业可以称作支持性企业。

一体化和多元化战略，是传统的企业发展战略。这种不断扩张企业组织边界的战略，如果超越合理的限度，那么“大企业病”和越来越疏于其核心业务就会使企业变得庞大而脆弱，就像史前的恐龙一样，因此我们称过度的一体化和多元化战略，为恐龙战略。

为了应对动态多变的生存环境，企业必须足够灵活和强健，恐龙战略应该被商业生态系统战略所取代。具有一定实力和市场地位的企业，可以实施中心型生态系统构建战略。企业为了打造成中心型企业，首先要设法完善对企业组织边界之外的资源的管理。对于支持型企业应辅助其创造价值，同时要注意价值分享，不能竭泽而渔。

耐克和戴尔都遇过到血汗工厂问题，而被消费者呼吁抵制。这种情况下，企业不能把生态系统中的支持型企业看作是传统的外包企业，这些企业如何经营管理与自己无关。适当的监控调整系统内企业的状态和行为是构建健康的商业生态系统所必需，同时注重价值分享，不能只为攫取利润迫使支持型企业不择手段的降低成本。分享价值使得主要的价值增值活动有足够的利润可图，会吸引更多的企业投入或使得现有企业有能力不断提高产品或服务水平和质量，使得种群繁茂和健康。

其次，在强化核心业务和市场地位的同时，创造更多的缝隙市场，壮大系统种群。苹果公司在其经典的硬盘播放器器iPOD获得醒目的成功之后，增扩产品类型，增加了大容量闪存播放器iPOD nano，进一步占领市场，巩固了市场领先地位，同时也把闪存厂商吸收进自己的生态系统中来，丰富了种群的多样性。

再次，致力于主导系统的改善，而不仅是自身的改善。系统改善，不仅包括每个个体的改善，而且致力于个体的改善以系统强健性为目标和衡量标准。

对于支持型企业，首先是识别与自己专有能力相匹配的价值增值活动，如果认为这个增值活动有足够的稳定性和可持续性，便可实施自己的针对性专业化战略。这种针对性专业化战略，针对的是具有结构性稳定的价值增值活动，而不是特定的中心型企业，也就是说微软体系中的支持型企业，它的专业化是站在电脑未来发展前瞻性思维的立场上，为电脑主流操作系统提供商，在某一方面提供难以取代的或者是有竞争力的价值增值活动。这个主流操作系统提供商是叫微软还是其他的公司，并不是重点。支持型企业的专业化战略，是把自己的改进和发展建立在所在商业生态系统的共同进化的基础上的，因此，要克服短期自利行为和危及核心型企业发展的行为和措施。

有相关实力的支持型企业，可以选择的一个发展方向，就是成为价值链、价值网络型生态系统中的平台型企业。

2.平台型生态系统的构建

不同于中心型企业，平台型企业或组织不是吸收其他企业和组织经营活动的结果或服务以完备自己的价值创造过程，相反，它是众多企业、组织价值创造过程中的支持与共享部分。

平台型企业通常在下列方面确立自己的存在理由：

速度（快速、便捷）：没有什么资源会比时间更稀缺。因此，能够节约时间资源的响应速度，方式和活动上的简化和便捷就成为平台企业被选择的重要原因之一。

质量：拥有质量，不一定会成功。但是没有质量，则一定会被淘汰。质量已经成为必不可少的基本条件。

专业服务（工程服务、技术服务、指南和工具）：比如台积电精心建立了一个供顾客使用的数据库，使得顾客不需要任何人工服务就能查询到所需要的90%上的技术资料。ebay网则为交易双方都提供了工具软件，以方便交易的进行。

柔性（弹性、适用性）：平台型企业要把各种不同类型企业、组织通过自己联结起来，必须具有足够的柔性，以适应众多企业的需求。

信息和知识：当众多的企业、组织和个人汇聚在平台的周围（不一定是物理空间意义上的汇聚），信息和知识就变得充分，也便于获取。而仅仅这一点就会吸引更多的企业、组织和个人加入，平台型系统的多样性和繁盛就容易实现。

成本：降低成本是直接增加利润的途径。因此对低成本的考量，总会为平台型企业自己或它为之服务的企业组织和个人所重视，成为企业、组织和个人选择平台企业的重要因素。但是成本不是惟一的因素，过分强调成本，可能会使平台型企业或其他组织的生存空间变得十分狭小。

平台型组织的构建战略，应该在上面六个因素上建立综合优势。而拥有这些要素的综合优势的平台企业可以通过优势的复制，建立更多的平台，形成各自的子系统。对于制造平台来说，就是综合考虑各种因素，比如贴近市场、贴近顾客、提高响应速度降低人员和物流成本等，在不同的地方建立多家工厂，对于eBay网络购销平台来说就是在世界各地，建立多种语言的网页并使得合作伙伴本地化。

平台型企业如果和中心型企业建立稳定和可持续的系统结构，将易于成为健壮的商业生态系统。

三、市场联结型商业系统的构建

与价值链和价值网络型企业所形成的商业生态系统不同，市场联结型生态系统形成的基本结构是市场协同和产品组合。市场联结型商业系统的形成，主要是发现市场机会，识别顾客群的需求。市场机会可以用简洁有力的语言描述，从而形成一种有感染力的口号（范保群，，2006），也可以是基于复杂但有效的市场调研与论证，来促使企业开发新产品和现有产品、新产品和新产品、现有产品和现有产品之间的产品组合，形成新的市场，或扩大原有市场，或给原有顾客群带来新的满足，促进顾客的满意度和忠诚度。

对于中心型商业生态系统而言，中心企业的市场通常不了解最终产品是由哪些企业的产品和服务融入形成的。而对于平台型商业生态系统来说，平台型企业的市场在平台型生态系统的内部，成员就是客户。由此我们可以看出，价值链价值网络型商业生态系统完全不同于市场联结型商业系统。

中心型商业生态系统中的支持型企业，和平台型商业生态系统中的平台型企业，可以选择构建市场联结型商业系统，在市场中现身，让市场的力量促进自己在商业生态系统中的地位。英特尔公司的“Intel Inside”战略就是一个成功的案例。单独拿出英特尔公司的CPU芯片和其他产品，普通电脑使用者不一定认识。但是，英特尔产品和它的性能参数却是电脑使用者在购买电脑时的最重要考虑因素之一。英特尔公司不仅通过每台品牌电脑外观醒目位置的“Intel Inside”标贴，以及后来用英特尔CPU类别名称来标示，来展示自己的存在，还通过大量直接面向普通消费者的营销活动来巩固自己的市场地位，抛离竞争对手。

市场联结型商业系统的构建战略，往往是同类产品、产品标准、产品框架的直接竞争中一种最为成功的竞争战略。早期索尼标准制式录像带失败于JCL标准制式的录像带，以及最近索尼蓝光新一代DVD击败东芝高清新一代DVD，都是典型的案例。这时候，谁拥有对方所没有的一类重要市场的支持，就会产生赢者通吃的局面，取得最后的胜利。在录像带制式之争中我们看到JVC与电影市场的成功联结（JVC制式的录像带时间长度和电影一致），迫使索尼制式退出。而索尼在这次新一代DVD制式之争中，在自己广受欢迎的游戏机中安装自己的蓝光DVD光驱，使得索尼蓝光DVD率先与东芝所没有的游戏机市场联结，市场范围超过对手，使得其他市场上的企业如华纳电影公司、沃尔玛零售公司随后宣布支持索尼蓝光DVD，迫使东芝退出新一代DVD市场。

构建市场联结型生态系统，很关键的一点是要使自己的产品具有足够的适用性和通用性，在技术上和成本上利于其他产品联结。微软公司为了便于人们在其操作系统产品WINDOWS上开发应用软件，为开发人员提供了大量的接口和软件包，使得在WINDOWS上开发应用软件变得很方便，也将低了开发成本。使得应用软件的客户群与WINDOWS系统的客户群相联结，扩大了各自的市场范围。

四、小结

商业生态系统理论有着广泛的应用价值。如果在实质上区别不同类型的商业生态系统，会使得相关应用战略更能够体现各自范围内的不同应用条件和不同要求，使得商业生态系统的应用战略更有效和更具可行性。

本文试图分析商业生态系统的类型，指出商业生态可以分为价值链、价值网络型商业系统和市场联结型商业系统（如表所示），并分析了各类商业生态系统在形成和构建方面的基本特点。两类生态系统在作用和构建方面存在重要的区别。不加区别地研讨商业系统，会使得相关的分析框架和构建策略不适用于所有类型的商业生态系统，也会由于缺乏针对性，而使得相关战略和应用不能具体和深入。

参考文献：

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[7]Barney,Jay. Firm Resources and Sustained Competitive Advantage. Jurnal of Management,1991,17,(1):107～110

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在应用能值进行分析的方法我国较早就从国外引进这种理论与方法。在对森林的生态环境的价值分析上采用能值分析可以综合的分析和评定森林系统的价值。森林的服务功能价值可以根据森林生态系统能值的分析进行得出。能值理论的应用可以很好的解决在对生态系统分析时所会遇到的自然、气候、经济等方面的资料复杂、获取难度大等问题。在森林生态系统中的所拥有的资源与价值等都转换成为同种类的标准能值进行定量分析得出一个可以度量的数值，对森林生态系统进行合理评估，并推算出其发展的可能性，组合成科学的依据，这就是能值。能值的计算中也包含着服务功能价值这一项。

一、森林生态系统服务功能的概念

SCEP在《人类对全球环境的影响》中首次使用了服务这个词，并列举了生态系统对人类有益的一些环境服务。Holdren和Ehrlich在人口与全球环境这篇文章中首次提到公共服务，并认为这些服务不能被科技取代。之后，出现了自然服务功能和生态系统服务功能两个词。进入90年代，Costanza等对生态系统功能和生态系统服务进行了阐述和对比，指出人类直接或间接地从前者以产品和服务的形式获取服务。而联合国千年生态系统评估MA委员会编写的《生态系统与人类福祉》一书中提出生态系统服务是指人类从生态系统获取的收益。Fisher等进一步将生态服务扩展为生态系统直接或间接为人类提供福祉的方面。综上所述，森林生态系统服务功能可以理解为森林生态系统与生态过程中形成及维持人类赖以生存和发展的自然生态环境条件与效用。

二、能值的作用

能值就是将生态系统和经济系统中的资源、商品或服务等的价值进行定量分析。产品或劳务形成过程中直接或间接投入应用的一种有效能量，就是其所具有的能值。而任何形式的能量均源于太阳能，故以太阳能为基准来衡量各种能量的能值。任何资源、产品或劳务形成所需直接和间接应用的太阳能之量，就是其所具有的太阳能值，其单位为太阳能焦耳。该方法解决了不同等级和不同类型的物质不能同时分析、比较的难题。

三、森林生态系统服务功能价值评估方法

森林生态系统服务功能的评估方法分为能值分析法、价值量评估法和物质量评估法3大类，而根据国内外的研究成果，其基于市场理论的价值评估方法又可以分为3类：

1.实际市场法。对于具有实际市场经济价值的森林资源，将其相关产品以相应的市场价格计算其价值。评价方法主要是市场价值法。

2.替代市场法。有些生态服务没有直接的市场和市场价格，只能通过寻找相关替代产品和服务的市场和市场价格，间接得出其具有的价值。其主要包括机会成本法、替代成本法、恢复和防护费用法、影子工程法、旅行费用法、享乐价格法、人力资本法和疾病成本法等。

3.虚拟市场法（又称假设市场法）。对于森林生态系统中没有市场交易价格的生态服务，必须在人为条件下设定一个虚拟市场，通过询问大众对该森林的支付意愿或受偿意愿来估算其生态价值。其代表方法为条件价值法（意愿调查法）和意愿选择法。

四、能值与服务功能价值的关系

目前，国内外学者普遍认为森林生态系统具有供给服务、调节服务、文化服务和支持服务4种服务功能，由此衍生出的评估指标体系多样，但都具有一定的科学性。就国内外现有的相关体系、评估方法及计算方法做了归纳总结。其中，中国森林生态系统服务功能评估所包含的6项功能（涵养水源、保育土壤、固碳释氧、积累营养物质、净化大气环境和生物多样性保护）11个指标（调节水量、净化水质、固土、保肥、固碳、释氧、林木营养物质积累、提供负离子、吸收污染物、滞尘和物种保育）构成的评估体系科学性较高，被广泛采用。

森林生态系统是我国重要的陆地生态系统。根据第7次全国森林资源清查及森林资源状况报告，2004-2008年我国森林覆盖面积为19.5亿hm2、占我国陆地面积的20.31%。森林生态系统的变化对我国环境、生态起重要作用。应用能值理论对生态系统进行评价的方法相对简单，资料获取容易，且可以做长时间尺度的推算。如果能找到森林生态系统能值与服务功能价值的关系，就可以通过森林生态系统能值计算该生态系统服务功能的价值，从而解决生态系统服务功能计算繁锁，资料获取难度大等问题。应用能值理论和生态系统服务功能理论建立中国森林生态系统能值和森林生态系统服务功能价值的关系。在建立中国森林生态系统能值和森林功能生态系统服务功能价值关系时，为保持研究数据的一致性，减小估算过程中的误差，采取统一基准建立中国森林生态系统能值和价值森林生态系统服务功能价值的关系。

在建立能值对森林生态系统服务价值的估算时，应该按照地区分区进行。寻求能值与服务功能价值的关系，以此促进森林生态系统的服务价值。同时通过数据的统计，应用能值对森林生态系统进行价值估算发现，在我国因为人类的生活活动对森林造成了很大的影响，虽然森林覆盖率大，但是服务功能价值却不高，这就需要对森林系统进行保护，加大造林工程。

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农田生态系统是依靠光照、温度、水分和土地等自然要素以及人为投入（如：化肥、种子、农药、灌溉、机械等），利用农田生物与非生物环境之间以及农田生物种群之间的关系来进行食物、纤维和其他农副产品的半自然生态系统[1]。农田生态系统是陆地生态系统重要组成部分。我国学者张新时和欧阳志云[2]早在1999年就对我国生态系统的服务功能经济价值进行了详细评价。随着人类文明的进步，科学技术的飞速发展，对农田生态系统服务的重视也日渐加深。部分学者[3-4]也曾对我国局部地区的森林生态系统服务功能价值进行了评价。一直到2005年，国内外关于资源生态价值评估理论和方法主要集中于森林资源和水资源[5-7]，对于农田生态系统的价值评估目前尚无公认的标准与方法，国内关于独立的农田生态价值评估案例尚少[8-9]。因此，为了更合理的利用农田生态系统，目前越来越多的学者开始关注农田生态系统服务的功能价值评价，并逐步成为研究热点。

1.农田生态系统服务功能的概念和内容

农田生态系统服务功能是指农田生态过程和人类活动所形成的人类赖以生存的自然环境条件与效用[10]。农田为我们提供了食物来源，例如粮食、蔬菜、水果等其他农副产品。除此之外，农田也具有生态服务功能和社会经济价值功能。一般农田生态系统服务功能价值可分为直接功能价值和间接功能价值。直接功能价值主要指农田生态系统可以直接为人类提供生产原料、粮食和其他农副产品等、以及生态观光所产生的农田生态系统服务功能价值。间接价值主要是指除农田直接供给农副产品以外而获得的对整个生态环境的价值，例如：净化空气、涵养水源、碳汇作用等。

2.农田生态系统功能价值

农田生态系统是一种半自然的人工生态系统，是由农田、环境及人为控制组成的复合生态系统，但由于其具有高度的目的性、开放性、高效性、易变性、脆弱性与依赖性等特点[11]，农田生态系统功能价值也具有复杂性、特殊性，其功能如下。

2.1提供农副产品的功能价值

农业是社会生产的基础，农田生态系统具有较高的生产力。人类所需的食物、生产原料主要来源于农田生态系统，大量的农副产品从农田生态系统输出。农田生态系统能够在人工辅助能的投入下，以较高的效率对系统外输出物质能量参与整个生态系统的物质能量大循环。据统计每年各类生态系统为人类提供粮食18×109t[3]。

2.2碳汇功能价值

一方面各种农作物利用太阳能，通过光合作用将CO2等物质固定转化为有机物；另一方面土壤的固碳作用也是相当重要的方面。假设我国耕地土壤有机质平均提高05%，则相当于固定碳近8×108t[12]。肖玉等[8，13]通过大田实验堆水稻生态系统的固碳作用进行了研究。

2.3养分循环及土壤保持价值

土壤是“土壤圈”物质循环的重要组成部分，也是陆地生态系统中维持生物生命周期的必要条件。农田生态系统通过地表覆盖和水土保持措施可保持土壤。孙新章等[14]的研究表明，不同地表覆盖和水土保持措施下中国农田生态系统每年保持土壤的数量和价值分别为1019×108t、440850×108元。

2.4水调节功能价值

农田具有涵养水源的功能，农作物枝叶能够截留部分降水，耕地也能保持部分水源，主要指土壤的有效持水量，土壤是一个天然的水库。据统计植被能截留高达1/3的降雨量[15]，同时能够减少水分蒸发、涵养水土、保持水源。黄璜[16]认为稻田及相邻的沟渠、山塘构成一个隐形的水库。

2.5美学和旅游价值

农田生态系统是一种半自然的人工景观，能够给人以视觉上的美感享受。农田景观是自然环境的重要组成部分，是自然界中最充满魅力的景色，也是我国农耕文化和地域特色的体现。近年来，伴随着我国城市化进程加快和新农村建设的不断发展，使城乡居民的生活环境发生巨大变化；加之传统农业向现代农业的转变及农业休闲活动的增多，农田生态系统在提供农副产品生产的同时，也提供了精神文明和旅游的价值，致使农田景观受到越来越多的关注。

2.6农田生态系统服务综合价值评价

农田生态系统本来就是一个复杂的系统，应进行综合性评价。谢高地等[17]整理了对我国专业人士进行的生态问卷调查结果，得出了中国陆地生态系统单位面积服务价值表，其中农田生态系统具有气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理、生物多样性保护、食物生产、原材料生产和娱乐文化，并得出我国不同农田生态系统服务平均年价值量为61143元・hm-2。谢高地等[18]根据中国农田生态系统现状构建了农田生态系统服务评估当量因子表，估算出农田生态系统每年为人类提供195091亿元生态服务和经济产品总价值，其中419%是由农田生态系统自然过程提供和产生的，581%是由人类种植业活动过程产生。

3.农田生态系统服务功能评价方法

3.1农作物生产最的价值评价

利用市场价值法，农作物生物量与其经济产量的关系式[19]为：

VP=B×（1-R）/f

式中，VP表示农作物生物量；B表示经济产量；R表示经济产量含水率；f表示经济系数。

3.2碳汇功能评价

农田中的温室气体主要是CO2和CH4，这里计算主要以固定的CO2的价值为评价为例。农田生态系统包括作物的光合作用及作物、凋落物层和土壤的呼吸作用，采用以下计算方式[3]：

Q=S-Rd-Rs

式中，Q为CO2固定量，t/hm2.a；S为净第一性生产力所同化的CO2量，t/hm2.a；Rd为凋落物层呼吸释放的CO2量，t/hm2.a；Rs土壤呼吸释放的CO2量，t/hm2.a。

3.3涵养水源价值评价

农田生态系统涵养水源的作用可以采用降水储存量法来计算[20]：

Qw=A×Jo×K×（Ro-Rg）

式中，Qw为与裸地相比较，农田涵养水源的增加量；A为计算区面积；J为计算区多年平均产流降雨量；J0为计算区多年平均降雨总量；K为计算区产流降雨量占降雨总量的比例；R为与裸地比较，农田减少径流的效益系数；R0为产流降雨条件下裸地降雨径流率；Rg为产流降雨条件下农田降雨径流率。

3.4土壤保持价值评价

农田生态系统保持土壤的功能可采用如下方法计算[14]：

Qs=A×（Ep-Er）

式中，Qs为农田土壤保持量；A为农田面积；Ep为耕地潜在侵蚀模数；Er为现实侵蚀模数。

4.研究展望

本次研究只是对农田生态系统服务功能的部分功能进行了功能价值评价，对环境净化方面未涉及，这也是以后仍需继续研究的方向。目前集约农业正向多功能农业方向发展，我们更应对农田生物多样性的研究更加深入。当然农田生态系统即存在对人类发展有益的服务功能，我们也不能忽视其带来的生态环境负效应，这也是我们未来研究的重点方向。此外，目前的定量分析较少涉及到评价区域的空间分析，对于空间关联性分析更是少有涉及。因此，如何采用更加准确的方法对农田生态系统生态价值进行定量研究，并对耕地涵养水源空间关联性进行分析，是值得进一步探索的课题。（作者单位：四川师范大学地理与资源科学学院）

参考文献：

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[9] 赵海珍，李文华，马爱进，等.拉萨河谷地区青稞农田生态系统服务功能的评价―以达孜县为例[J].自然资源学报，2004，（4）：632-636.

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中图分类号 F062.2,X22 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2010)05-0041-10 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.05.008

我国的生态补偿实践始于20世纪70年代。四川青城山的保护区生态补偿可看作我国较早的生态补偿实践之一[1]。1998 年,长江流域的特大洪水对我国片面追求经济增长的不可持续的发展方式敲响了警钟,中国的生态环境建设已刻不容缓。在这一宏观背景下,我国启动了以退耕还林、天然林保护为代表的一系列大型生态环境建设工程,涉及范围之广,政府投入力度之大,史无前例,我国政府主导的生态补偿实践随之全面展开。21世纪以来,生态补偿的研究与实践已经扩展到包括森林、湿地、草地、流域、矿产、自然保护区、海洋、农田、公路建设、区域和土地征用等在内的越来越广泛的领域,生态补偿的内涵也在实践中不断丰富和发展。但是,对生态补偿基本概念、补偿标准、政府的作用等生态补偿重要问题的认识和理解不一,影响了生态补偿的实施效果。本文在查阅大量文献和深入调研的基础上,基于人类活动对生态系统作用类型分析,得出生态补偿的基本概念,阐述了生态补偿标准制定中受益或受损的生态系统服务价值和受损成本的计算方法;列举了生态补偿中政府介入的领域及作用,简要说明政府不是生态补偿利益相关方的原因,以期为我国的生态补偿实践提供一定的理论支持。

1 人类活动对生态系统作用类型分析

当代某一人群的活动作用于生态系统,可能会引起一定程度的生态系统结构和功能的改变,导致生态系统服务的变化,该变化可能会对当代其他人群产生一定的影响,从而使当代人群之间因享有的生态系统服务的变化而产生一定的相互关系。同时,当代人类活动对生态系统结构和功能的改变,会使后代人享有生态系统服务的机会发生变化,从而使当代人和后代人因生态系统这一共同的载体而联系在一起。上述人类活动对生态系统的作用涉及当代人与生态系统、后代人与生态系统、当代人与人之间和当代人与后代人之间的错综复杂的相互关系;更由于价值取向、权利分配和伦理道德等因素的影响,使得人类活动对生态系统的作用愈加复杂。人与生态系统和人与人之间关系的研究是一项巨大的系统工程,非本篇文章所能阐明。为探索生态补偿问题而分析人类活动对生态系统作用类型,有必要设置一定的假设条件,将某些因素(或许是非常重要的因素)界定在研究边界之外,在此前提之下,方有可能展开本文的分析。

假设条件1:研究对象是具有公共物品或准公共物品属性的生态系统服务。 2003年,在由联合国和相关机构发起和赞助的国际合作项目“千年生态系统评估(Millennium Ecosystem Assessment)”中,将生态系统服务定义为:人类从生态系统中获得的各种收益。该定义把自然生态系统和人工生态系统都作为生态系统服务的来源,使用“服务”这一术语来概括人类从生态系统获得的有形收益和无形收益。生态系统服务只有一小部分能够进入市场被买卖,该部分生态系统服务具有非公共物品属性,按照供求关系所确定的价格进行交易,不存在补偿的问题。大多数生态系统服务属于公共物品或准公共物品,无法进入市场,对其的恢复、维持、改善、保护和利用通常会使相关各方利益关系扭曲,应该通过某种手段使利益相关方利益均衡;同时,属于公共物品或准公共物品、无法进入市场的生态系统服务仍然是可以描述、测度和估价的[2]。所以,本文以具有公共物品或准公共物品属性的生态系统服务为研究对象,探索通过补偿手段,使相关各方利益均衡的可行之道。

假设条件2:人类利用既定生态系统服务的权利均等。即当代人之间、 当代人与后代人之间具有同等的利用生态系统服务的权利。

假设条件3:不考虑对后代人的影响。因为在当代,后代人缺位,当代 人无法得知后代人对生态系统服务的价值取向。只要在满足当代人需求的同时,能够恢复、维持和保护生态系统,后代人便可以拥有同当代人均等的利用生态系统服务的机会,实现人类对生态系统服务的可持续利用。因而,以下仅分析当代人类活动对生态系统服务的影响。

假设条件4:人类活动对生态系统服务的作用分为恢复、维持、改善、 保护和利用5种方式。对生态系统服务的利用对应着从生态系统中获取物质和能量,包括在生态系统阈值之内的利用行为和超过生态系统阈值、对生态系统的破坏行为两个层面,对生态系统相对有害;恢复、维持、改善和保护生态系统服务则需要向生态系统输入物质和能量,对生态系统相对有利。其中,对生态系统服务的恢复、维持和保护能够使人类(当代人之间、当代人与后代人之间)利用生态系统服务的机会均等。对生态系统服务的改善可以使当代人享用更好的生态系统服务,但也意味着在一定程度上对生态系统结构和功能的改变,但这种改变一般不会超过生态系统阈值且容易逆转,假如后代人对生态系统服务的价值取向与当代人不同,后代人可以相对容易地将生态系统恢复到原有的水平。如植树造林对当代人来说是对生态系统服务的改善,如果后代人不这样认为,可通过大规模的砍伐将生态系统服务恢复到原有水平。因而,生态系统服务的改善对当代人有利,不会危及后代人对需求的满足。

王兴杰等:生态补偿的概念、标准及政府的作用中国人口•资源与环境 2010年 第5期 假设条件5:全体当代人分为当代人群A和当代人群B,且A≠B。

假设条件6:当代人类活动作用于生态系统过程中,能够明确地界定出 受益者和受损者。

在上述假设条件下,当代人群A的某种活动作用于生态系统,在人力(人类向生态系统输入或获取物质和能量)和自然力(生态系统自我维持和调节)的综合作用下,对生态系统服务的影响将出现如下4种可能的结果:第一,当代人类活动对生态系统服务没有影响;第二,当代人对生态系统施加有利影响,使生态系统服务维持或在原有基础上提高;第三,当代人对生态系统施加的不利影响未超过生态系统阈值,但生态系统服务在原有基础上下降;第四,当代人类活动对生态系统的不利影响超过生态系统阈值,生态系统发生次生演替。上述4种结果作用于当代人群B,将对B产生不同的效应。以下针对上述4种结果,分析当代人群A对生态系统的作用及相应的生态系统服务对B的作用效果。

1.1 当代人类活动对生态系统服务没有影响

类型1:当代人群A向生态系统输入(或获取)物质和能量,实 施了对生态系统有利(或有害)的行为。由于生态系统具有自我调节和自我维持的能力,在人力和自然力的共同作用下,生态系统不发生变化,从而当代人群B享有的生态系统服务不变。在此情景下,虽然存在受损者(向生态系统输入物质和能量)或受益者(从生态系统中获取物质和能量),但由于生态系统服务不变,A对生态系统的作用对B不产生影响,从而A和B之间不存在补偿的关系。该情景或可称为自然生态补偿[3]。如A在非生态敏感区栽植或砍伐一棵小树而受损或受益,但一棵小树的增减对当地生态系统几乎没有什么影响,B所享有的生态系统服务几乎没有变化。A和B之间不存在补偿问题。

类型2:当代人群A对太阳能、风能、潮汐能等恒定性资源的开发和对阳光 、空气等非竞争性、非排他性环境的利用,不影响生态系统服务质量,也不会影响他人对该类资源和环境的利用,不用承担任何责任和义务。既不存在人类对自然的补偿,也没有受益者和受损者之间的补偿。

① 维持也看作有利行为,因为维持也需要投入物质和能量。如果没有上述物质和能量的投入,生态系统服务可能会下降。

② 该额外的生态系统服务是人力和在人力作用下由自然力所产生的生态系统服务之和。1.2 当代人对生态系统施加有利影响,使生态系统服务维持或在原有基础上提高所谓有利影响,是指当代人恢复、维持、改善和保护生态系统,使生态系统服务维持①或在原有基础上有所提高。假设当代人群A投入成本α(包括直接成本、机会成本和发展成本),向生态系统输入物质和 能量。在人力和自然力的共同作用下,生态系统服务H恢复、维持或在原有的基础上提高,A因投入成本α而受损。

生态系统服务具有公共物品属性,难以避免“搭便车”行为;同时生态系统服务可以自由流转。当存在生态系统服务空间流转时,随着A、B所处空间位置的不同(见图1)和生态系统服务流转程度和影响范围的不同,A的投入所带来的额外的生态系统服务②可能对当代人群B产生不同的影响,即 A的行为具有外部性。由于生态系统服务维持或提高,B至少不会受损。所以,只存在B受益和不变两种情况。

在A受损,B受益,H维持或提高的情况下,因A和B对生态系统服务的竞争性和非竞争性利用而区分为类型3和4。

类型3:A受损,B受益,H维持或提高,并假设B对生态系统服务的利用会减 少A所享用的生态系统服务价值,即A和B对生态系统服务的利用具有竞争性。则:①当A、B同区时(见图1),B人群享用到的生态系统服务价值提高为ω人,由于B的利用而导 致的A的生态系统服务价值损失为ν人,利益相关方为A,B;②当生态系统服务扩展到B1 时(见图1),B人群中只有B1人群享用到增加的生态系统服务价值ω人B1,A的生态 系统服务价值损失为ν人AB1,利益相关方为A,B1;③当生态系统服务流转到A1和B1时(见图1),B1人群享用的增加的生态系统服务价值为ω人A1B1,A1和A2人群损失 的生态系统服务价值分别图1 A、B空间位置图

Fig.1 Spatial positon of A and B为ν人A1B1和ν人A2B1,利益相关方为A1,B1;④当生态系 统服务扩展到A1和B时(见图1),B人群享用的增加的生态系统服务价值为ω人A1B,A1和A2 人群的生态系统服务价值损失分别为ν人A1B和ν人A2B,利益 相关方为A1,B;⑤当生态系统服务扩展到A和B时(见图1),B人群享用的增加的生态系统服务价值为ω人AB,A人群的生态系统服务价值损失为ν人AB,利 益相关方为A,B;⑥当生态系统服务跨区由A流转到B时(见图1),B人群享用的增加的生态系统服务价值为 ω人,A人群的生态系统服务价值损失为u人,利益相关方为A,B(见表1) 。理论上讲,如果没有受损者的投入,受益者就享用不到增加的生态系统服务价值。为使利益均衡,受益人群应依据其享用的额外增加的生态系统服务价值,受损人群依据其额外受损的成本和生态系统服务价值,由受损方对受益方实施补偿。 流域上下游生态补偿基本体现了类型3所述内容。流域上游植树造林、保持水土、改善环境而投入成本,使流 表1 A和B对生态系统服务的利用具有竞争性

Tab.1 Competitiveness in utilization of ecological system service of A and B

相关方Stakeholders生态系统服务流转及影响范围

Transfer and influence range of ecological system serviceA B同区A+B1A1+B1A1+BA+BA到BBB1价值增加B2价值增加ω人ω人B10ω人A1B10ω人A1Bω人ABω人A成本损失A1价值损失A2价值损失αν人αν人AB1ανA1B1νA2B1αν人A1Bν人A2Bαν人ABαu人

① 该额外的生态系统服务是人力和在人力作用下由自然力所产生的生态系统服务之和。 域生态系统服务得以改善和提高;流域下游享用到了上游投入所增加的生态系统服务。随着生态系统服务的流转和影响范围的变化,上游可能产生生态系统服务价值的损失,下游应依据享用的额外的生态系统服务的价值对上游投入的成本和损失的价值实施补偿。如闽江、九龙江流域上下游各设区市通过协商、签订协议等方式,以保护流域水环境、改善水质、保障生态需水量为考核要求,实施上下游生态补偿机制。流域下游的福州、厦门、三明、南平、漳州、龙岩6市政府每年共出资4 000万元,通过上下级财政结算上缴省财政,用于补偿上游地区为保护水源、治理污染承担的成本。

类型4:A受损,B受益,H维持或提高,并假设B对生态系统服务的利用不会 对A所享用的生态系统服务价值产生影响,即A和B对生态系统服务的利用具有非竞争性。则:①AB同区、A+B和A到B三种情况下,B人群享用的生态系统服务价值增加为ω人,A 人群没有生态系统服务价值损失,利益相关方为A,B。②A+B1时,B1人群享用的生态系统服务价值增加为ω人AB1,B2人群没有生态系统服务价值增加,A人群不产生价值损失,利益相关 方为A,B1。③A1+B1时,B1人群享用的生态系统服务价值增加为ω人A1B1, B2人群没有生态系统服务价值增加,A1人群不产生价值损失,A2人群的价值损失为ν人A2B1,利益相关方为A1,B1。④A1+B时,B人群享用的生态系统服务价值增加为ω人,A 1人群不产生价值损失,A2人群的价值损失为ν人A2B,利益相关方为A1,B(见表2 )。与情景3同理,受益人群应依据其享用的额外增加的生态系统服务价值,对受损人群的成本和额外的生态系统服务价值损失实施补偿。 我国三北及长江流域等重点防护林体系建设工程、京津风沙源治理工程、天然林保护工程、森林生态效益补偿、自然保护区生态补偿、退耕还林工程中的生态补偿等基本体现了类型4的内容。特定人群A的投入使B受益,但B对生态系统服务的利用一般不会对A所享用的生态系统服务价值产生影响。

类型5:A受损,B不变,H维持或改善。即A的行为导致的额外的生态系统服 务提高对B没有影响,生态系统服务得以维持和改善。这种情况可看作A为了生态系统服务的维持或改善而自觉约束自身的行为,并投资于生态环境系统,是A为了获取良好的自然生态环境而对生态系统的自愿投资。

1.3 当代人对生态系统施加的不利影响未超过生态系统阈值,但生态系统服务在原有基础上下降假定当代人群A从生态系统中获取物质和能量,在人力和自然力的共同作用下,生态系统服务在原有的基础上下降,但人类活动对生态系统的影响未超过生态系统阈值,生态系统可恢复。A因对生态系统服务的开发而受益δ。由于生态系统服务的公共物品属性,A的开发造成的额外的生态系统服务①下降就可能对当代人群B产生影响,即A的行为具有外部性。降低的生态系统服务作用于当代人群B,使B至少不会直接受益。但是B可以通过与A的某种交易而间接受益。因而,B可能存在受益、受损和不变3种类型。A的行为导致的生态系统服务下降也会使A所享有的生态系统服务受损,但显然其损失的生态系统服务价值不应得到补偿。生态系统服务空间流转对A和B的影响与类型3和4基本类似,在此不再分析生态系统服务空间流转的影响。

类型6:B受益,H受损。A和B之间应存在着一定的交易,使双方都受益,但 却使H受损,利益相关方为A和B。假定B的受益为ζ。为了使H恢复,A和B必须分别依据 其获利δ和ζ,支付一定的恢复费用,由A,B或委托他人实施生态系统服务恢复行为。

排污权交易制度可看作类型6的典型案例。A和B

表2 A和B对生态系统服务的利用具有非竞争性

Tab.2 Noncompetitiveness in utilization of ecologica l system service of A and B

相关方Stakeholders生态系统服务流转及影响范围

Transfer and influence range of ecological system serviceA,B同区A+B1A1+B1A1+BA+BA到BBB1价值增加B2价值增加ω人ω人AB10ω人A1B10ω人ω人ω人成本损失ααααααAA1价值损失00A2价值损失00ν人A2B1ν人A2B0u人

首先通过购买等手段,向政府有关部门购得排污权,然后在总量控制的前提下,A和B可以就各自的排污权进行交易,使A,B皆获利。但即使有总量控制,A,B依然排污,所以A和B依然共同损害了H。由于排污总量控制在生态系统阈值内,生态系统服务可逐步恢复。

类型7:B受损,H受损。由于A的行为,B和H皆受损,利益相关方为A和B。 为恢复生态系统服务并使A,B利益均衡,A应依据其获利δ,自己投资或向他人支付一 定的费用,实施对H的恢复,通过生态系统服务的恢复弥补B因生态环境受损而造成的损失。

矿产资源开发过程中造成的生态环境问题及其恢复补偿可看作为类型7的典型案例。1983年,云南省以昆阳磷矿为试点,对每吨矿石征收0.3元的资源费,用于采矿区植被恢复及其他生态破坏的恢复治理[4]。1989年,江苏省制定并实施《江苏省集体矿山企业和个体采矿业收费试行办法》,规定对集体矿山和个体采矿业开始征收矿产资源费和环境整治基金;1990年,福建省决定对国营、集体和个体煤矿征收“生态环境保护费”。1992年我国政府在《关于出席联合国环境与发展大会的情况及有关对策》的报告中指出:按照资源有偿使用的原则,要逐步开征资源利用补偿费,并开展征收环境税的研究。研究并试行把自然资源和环境纳入国民经济活动核算体系,使市场价格准确反映经济活动造成的环境代价。1992年广西自治区开始对乡镇集体矿山和个体采矿企业实行排污费征收制度;1993年国务院批准在晋陕蒙接壤地区的能源基地试行生态环境补偿政策等[5]。1997年实施的《中华人民共和国矿产资源法实施细则》对矿山开发中的水土保持、土地复垦和环境保护做出了具体规定,要求不能履行水土保持、土地复垦和环境保护责任的采矿人,应向有关部门交纳履行上述责任所需的费用,即矿山开发的押金制度[6]。

类型8:B不变,H受损。A获利,并造成生态系统服务的下降,但由于危害 较小,不对B造成影响,利益相关方仅有A。可以由代表公共利益的政府部门依据其获利对A采取经济性惩罚,如罚款,约束和规范A的行为,以可持续提供生态系统服务。

1.4 当代人类活动对生态系统的不利影响超过生态系统阈值,生态系统发生次生演替特定人群作用于生态系统的行为超过了生态系统阈值,导致生态系统的结构和功能的改变,不可能通过人力和自然力的共同作用而恢复,生态系统发生次生演替。可区分为不可更新资源开发活动和生态系统破坏行为两种类型。

类型9:不可更新资源开发。对于不可更新资源(如矿产资源),A的开发 利用会导致B开发利用的机会减少;同时,由于不可更新资源的不可更新性,一旦开发,不能恢复,原生生态发生次生演替,因而对生态系统服务也存在损害。但限于人类现有生产力水平,对部分不可更新资源的开发又势在必行。可以收取资源矿区使用费或稀缺性资源租,亦即资源影子价格或资源净价格,使资源品价格等于资源品边际生产成本和资源影子价格;同时,随着时间的推移,矿区使用费须以利率相同的比率增长,使任何时点的资源耗用获利水平相同,亦即资源耗用的时间机会成本为零[7],以实现不可更新资源的可持续利用。

类型10:生态系统破坏行为。生态系统破坏行为会显著改变生态系统的结 构和功能,是对生态系统的不可持续利用,属于生态系统服务开发的严格禁止层面;或为维护生态系统服务的稳定或改善而应严格限制的行为。应该有强有力的刚性手段,如法律,对生态系统破坏行为进行约束。建国以来,我国在加强资源保护立法方面做了大量工作,已经制定了较为完整的资源环境保护法律法规,明确规定了对人类利用生态环境过程中违法行为实施行政法律惩罚。

随着全球化进程的加快,当今人类活动已经远远超出了一国的范围,与之伴随的是日益严峻的全球生态环境问题,生态补偿领域的国际合作也因之全面展开。主要表现为两种方式:其一是跨国组织(如各类基金会)发起的生态补偿实践,主要是向特定国家的政府和社区提供资金和技术的援助,开展有利于生态系统结构和功能改善的活动;其二是世界各国通过共同签署的国际协议而采取统一的行动,按照各国对全球生态系统的影响、发展水平、具体国情等确定各国所应承担的份额,以保护、恢复、维持、改善和可持续利用全球生态系统。

2 生态补偿的概念、标准及政府的作用

2.1 生态补偿的概念

通过对上述人类活动对生态系统作用类型分析,解析出生态补偿的基本属性和基本概念:

2.1.1 不属于生态补偿的人类活动(1)未引起生态系统服务变化的人类活动。人类活动要能够引起生态系统服务的变化A对生态系统服务的维持和保护也可看作为生态系统服务的变化。因为,如果没有A的投入,生态系统服务就不会维持。,自然生态补偿和对恒定性资源及非竞争性、非排他性生态环境的开发利用不属于生态补偿。

(2)破坏生态系统的行为。人类活动对生态系统的作用不能超过其阈值,即在人力和自然力的作用下,生态系统能够恢复和改善,这种情况下才存在补偿的可能。因而,超出生态系统阈值的生态环境破坏行为不属于生态补偿的范畴。

(3)不可更新资源开发利用。由于不可更新资源开发利用后不能恢复,因而不可更新资源的开发利用不属于生态补偿的范畴(但不可更新资源开发造成的受损生态环境的恢复、改善和保护属于生态补偿)。

(4)对具有非公共物品属性的生态系统服务的开发利用。具有非公共物品属性的生态系统服务按照供求关系所确定的价格进行交易,相关方利益均衡,不存在补偿的问题。

2.1.2 生态补偿的必要条件(1)生态补偿的作用对象包括当代人和可更新的自然生态环境(包括可更新资源),二者缺一不可。生态补偿通过调整人与人之间的关系达到可持续利用生态系统服务的目的。在人类作用于生态系统的某一过程中,只有对人的影响而没有对生态环境的影响或仅有对生态环境的影响而没有对人的影响,都不属于生态补偿的范畴。

(2)当代人类活动要具有外部性。生态补偿的研究对象是具有公共物品或准公共物品属性的生态系统服务,当代人群对生态系统的作用要通过对生态系统服务的变化对他人产生外部影响,即要具有外部性。

(3)生态补偿要能够使外部效应内部化。生态补偿按照“受益者付费、受损者获补”的原则,通过合理调整利益相关方的关系,实现外部效应内部化。其中,受损者获补的依据为其受损的成本(直接成本、机会成本和发展成本)和生态系统服务价值之和;受益者付费的依据为其开发利用生态系统服务的获利或其享用的由于受损者的外部经济性所增加的额外的生态系统服务价值。

综上所述,生态补偿是调节相关方的利益关系,使保护、恢复、维持、改善和利用生态系统服务的行为外部效应内部化,以可持续提供生态系统服务的一种手段或制度安排。具体而言,生态补偿是按照受益者付费、受损者得到补偿的原则,受益者依据其开发利用生态系统服务的获利或其享用的由于受损者的外部经济性所额外增加的额外的生态系统服务价值向受损者支付费用,受损者依据其受损成本(直接成本、机会成本和发展成本)和受损的额外的生态系统服务价值获得补偿,使保护、恢复、维持、改善和利用生态系统服务的行为外部效应内部化,以可持续利用生态系统服务、促进代内和谐(人与人的和谐,人与自然的和谐)和代际公平的一种手段或制度安排。因而,上述类型3,4,6,7属于生态补偿的范畴,其余不是。

2.2 生态补偿标准

理论上讲,应分别计算受益者额外受益的生态系统服务价值、受损者承担的成本和额外受损的生态系统服务价值,作为生态补偿标准的依据。

2.2.1 额外受益或受损的生态系统服务价值以当代人群A的投入使生态系统服务维持或提高而导致B受益时,B额外受益的生态系统服务价值或由于B对生态系统服务的利用而使A额外减少的生态系统服务价值的计算过程为例,说明额外受益或受损的生态系统服务价值计算过程:

第一,区分存量价值与增量价值,计算当代人群A对生态系统服务的作用结果。假设生态系统服务原有的总价值为R,即价值存量为R,该部分价值在A投入之前 已经存在。当代人群A的成本投入α使生态系统服务维持或提高,假设维持或提高的价值为μ,则A投入后的生态系统服务总价值Q为存量价值与增量价值之和,即Q=R+μ。计算A的 投入对生态系统服务的作用应首先从Q中将A投入之前已经存在的存量价值R剔 除,只计算由于A的投入而产生的增量价值μ。

第二,区分自然资本与人造资本,计算增量生态系统服务价值μ作用于B的总数额 (或由于B对生态系统服务的利用减少的生态系统服务作用于A的总数额)。增量价值μ 由两部分组成,其一为A向生态系统输入的物质和能量与生态系统相结合所形成的人造资本 的价值u人;其二为生态系统在外界干扰下通过自我调节和维持能力而形成的自然资本的价值μ自,即μ是人力和自然力综合作用的结果,μ=u人+μ自。计算增量生态系统服务价值μ作用于B的总数额应将μ自剔除,仅计算u人。如某地原有的生态系统 服务价值为R,当A投入成本α植树造林后,森林使该地增加的生态系统服务价值为μ。μ中不仅凝结 了u人(人类劳动)的价值,而且凝结了光、热、水、土等生态系统对该森林所提供的价值μ自。即只有u人可以归功于α,而μ自应归功于自然生态系统(当然,如果没有α的投入,就不会有μ的产出,可将人类α的投入看作μ产出的前提条件)。同理,假设B 对生态系统服务的利用会使生态系统服务减少,减少的生态系统服务价值为ν,ν=ν人+ ν自,其中ν人是因B的利用而减少的生态系统服务价值,ν自是 由于B的利用引起自然生态系统的调整而减少的生态系统服务价值。计算由于B对生态系统服务的利用减少的生态系统服务作用于A的总数额应将ν自剔除,仅计算ν人。

第三,区分外部性价值与非外部性价值,计算B受益的价值或A受损的价值。上述u 人同样由两部分组成,其一为A的投入使B额外受益的价值或A的投入能够产生外部性 的价值ω外,称为外部性价值;其二为B没有享用的价值或A的投入对B没有产生外部性的价值 ω非外,μ人=ω外+ω非外。因而,计算B受益的价值应仅计 算ω外,不应将B原来享有的生态系统服务价值和ω非外计算在内。同理,ν人也由两部分组成,其一为A额外减少的生态系 统服务价值或B的行为对A具有外部性的价值为Y外;其二为A原本没有享 用的价值或B的行为对A没有产生外部性的价值为Y非外,ν人=Y外+Y非外。因而,计算A受损的价值应仅计算Y外,不 应将A原来享有的生态系统服务价值和Y非外计算在内。

综上所述,计算B额外受益或A额外受损的生态系统服务价值,应首先从变化后总的生态系统服务价值中剥离出增量价值,然后从增量价值中区分出人造资本的价值,最后从人造资本的价值中提取外部性价值。外部性价值才是真实的B额外受益或A额外受损的生态系统服务价值。

生态系统服务价值评估过程中,原本计算R的难度就非常大,再区分μ、u人或ν 人、ω外或Y外的难度可想而知。由于存在上述难点,A的投入所导致的B享用的 增加的生态系统服务价值量的计算往往非常困难,不同类型、不同计算方法的生态系统服务价值差异极大,计算结果可信度不高,生态系统服务价值评估方法和手段亟待改进。

2.2.2 受损成本受损成本一般包括直接成本、机会成本和发展成本。直接成本包括直接投入和直接损失。直接投入是为保护、恢复、维持和改善生态系统服务而投入的人力、物力和财力。直接损失是为纠正生态系统服务利用外部性或实现生态系统服务交易时给当地造成的损失。机会成本则是由资源选择不同用途而产生的。机会成本是各国生态补偿主要考虑的因素。发展成本主要是为保护、恢复、维持和改善生态系统服务、放弃部分发展权而导致的损失,也可能是个人因保护、恢复、维持和改善生态系统服务而牺牲的发展机会[2,8]。直接成本通过对生态系统作用过程中投入的人力、物力、财力等衡量,尚可计算;而机会成本和发展成本是未发生的,更由于社会经济环境及市场的复杂性和不确定性而难以计算。

实践中,受益、受损的影响因素、利益界定和成本与价值的计算极其复杂。第一,受益者和受损者地域边界界定的高成本。一方面由于部分生态系统服务具有全球效应或大的区域效应,其服务范围往往远远超出提供服务的生态系统所在的地域范围,如温室气体减排,森林生态效益等,从而无法确定真实的生态系统服务的受益者和受损者的地域范围;另一方面,生态系统服务具有流动性,如生态系统所提供的食物、原材料等的流动,使生态系统服务的受益者和受损者的地域范围也随之变动。上述两方面都导致了受益者和受损者地域边界界定成本极高。第二,社会、经济、文化、伦理道德等因素的影响。不同地区、不同时间,不同人群所处自然、经济、社会、文化环境会有很大的不同,风俗习惯、价值观、社会文化网络等对于特定的生态补偿实践中受益、受损的界定会出现较大的差异,导致了受益、受损界定的复杂性。基于上述原因,实践中,往往通过利益相关方的谈判确定生态补偿标准[2]。因而,相关方的谈判能力对补偿标准的制定至关重要。

2.3 政府的作用

人类活动作用于生态系统类型分析中经常需要政府的介入,世界各国的生态补偿实践中,也不时闪现政府的影子。生态补偿中,政府究竟扮演了什么样的角色?

2.3.1 生态补偿中政府介入的领域及作用(1)制定规则。政府的重要职能之一是制定各项社会经济活动规则,对社会经济运行做出宏观的规划、指导和调控。我国各级政府为了保护和建设生态环境,制定了一系列规则,其中与生态补偿相关的有:2000年国务院颁布的《生态环境保护纲要》和2003年颁布的促进西部开发建设的重要政策文件明确提出要建立我国的生态保护补偿机制。其中《生态环境保护纲要》指出:“坚持谁开发谁保护,谁破坏谁恢复,谁使用谁付费制度。要明确生态环境保护的权、责、利,充分运用法律、经济、行政和技术手段保护生态环境。”2004年,十六届三中全会提出了科学发展观,强调人与自然的和谐发展。十六届五中全会发表的关于“十一五”规划的公报中明确提出“按照谁开发谁保护,谁受益谁补偿,加快建立生态补偿机制”的要求。2005年12月颁布的《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》提出,“我国推行有利于环境保护的经济政策……要完善生态补偿政策,尽快建立生态补偿机制。中央和地方财政转移支付应考虑生态补偿因素,国家和地方可分别开展生态补偿试点。”2005年6月在中央民族工作会议上也提出了生态补偿问题,当时主要是解决老少边穷地区,特别是少数民族地区发展与保护的关系问题。2006年颁布的《中华人民共和国国民经济和社会发展第十一个五年规划纲要》等关系到中国未来环境与发展方向的纲领性文件都明确提出,要尽快建立生态补偿机制;《水法》、《水污染防治法》、《森林法》、《矿产资源法》等相关法律;《退耕还林条例》、《矿产资源补偿费征收管理规定》、《关于开展生态补偿试点工作的指导意见》、《生态环境保护纲要》、排污收费制度、排污权交易制度、水权交易制度、《浙江省生态建设财政激励机制暂行办法》、《浙江省矿产资源管理条例》、《浙江省矿山自然生态环境保护与治理规划》、《浙江省关于进一步完善生态补偿机制的若干意见》、《广东省环境保护规划》、《江苏省集体矿山企业和个体采矿业收费试行办法》、《农村沼气建设国债项目管理办法(试行)》、《小型农田水利和水土保持补助费管理规定》、《黄河水权转换管理实施办法(试行)》、《黄河可供水量分配方案》、《黄河可供水量年度及干流水量调度方案》、《黄河水量调度管理办法》等与生态补偿直接或间接相关的条例、规定、意见、办法、制度、方案及生态补偿相关经济合作政策等。世界各国的生态补偿实践都是在政府规则框架下展开的,随着实践的不断深入,新的问题、新的现象不断涌现,新的规则和制度也就不断出现,以适应实践发展的需求。

(2)组织实施。我国中央政府组织实施的重大生态环境建设工程,如退耕还林(草)工程、天然林保护工程、三北及长江流域等重点防护林体系建设工程、京津风沙源治理工程等。各级地方政府积极推动生态补偿,如北京、浙江、江苏、广东、江西、内蒙古、宁夏、新疆等省、市、自治区的森林生态效益补偿、流域生态补偿、矿产资源开发补偿、水权和排污权交易等生态补偿相关实践。各级地方政府还积极参与生态补偿利益相关方谈判和费用支付,如流域上下游补偿中地方政府的财政转移支付等。

(3)财政支持。①财政转移支付。如以中央财政转移支付的方式实施的退耕还林、天然林保护、退牧还草、三北及长江流域等重点防护林体系建设、京津风沙源治理等大型生态工程建设中的生态补偿。地方政府组织的流域上下游财政转移支付等。②建立专项基金。如中央财政森林生态效益补偿基金,各省、市、自治区的森林生态效益补偿基金等。③实行税收优惠。④支持生态补偿和生态系统服务价值评估等的科学研究等。

(4)国际合作。如参与生态补偿领域国际谈判与合作,接受国际组织捐赠等。

政府的介入显著提高了生态补偿的运行效率,降低了交易成本,保障了公平,促进了和谐,政府的监督执行也有力地杜绝了利益相关方部分渔利行为。

2.3.2 政府是否是利益相关方虽然生态补偿实践中政府发挥了极其重要的作用,但政府不是生态补偿的利益相关方。因为生态补偿中,政府的作用表现在上述制定规则、组织实施、财政支持、国际合作和监督执行等领域,但政府既非生态补偿受益者,也非受损者。财政转移支付和专项基金属于政府的费用支付,表面上政府受损了。但是深入考察政府资金来源可知,政府(包括中央政府)的资金来源于当代人(后代人缺位,自然不能付费)社会经济活动中的各项税费收入,即政府的财政资金来源于当代人,包括生态补偿范畴内的受益者和受损者,也包括生态补偿范畴之外的其他人。政府集中全民(中央政府)或区域内相关人群(地方政府)不同来源的资金,进行必要的、高效率的生态补偿投入,使一国(中央政府的作用)或区域(地方政府的作用)的生态系统服务得以保护、恢复、维持和改善,使全民(中央政府)或区域内相关人群(地方政府)享受到更优良的生态系统服务。即当代人的税费上缴通过政府又投资给了纳税人或缴费人,政府相当于生态补偿中利益相关方的人。但生态补偿实践中,政府的高效、公平却发挥了生态补偿效益倍增器的作用,促进了生态补偿高质量、高效率地实施。

如退耕还林工程明显改善了生态环境,受益者是全区域乃至全国的当代人,受损者是参与退耕还林的农民。中央政府补偿资金来源于全体受益者因受损者对生态系统服务的投入受益而增加的产出,将上述补偿资金补偿给受损者,在此过程中,中央政府既未受益、也未受损,但却发挥了中央政府高效、公平和生态补偿效益倍增器的作用。地方政府是工程执行机构,没有从中受益;至于地方政府因退耕财政收入受损问题,应属于国家实施退耕还林工程这一重大的战略举措的实施成本或运行成本,或者说地方政府退耕还林中的财政收入受损是由于中央政府的战略决策而导致的。事实上,中央政府已经就此对地方政府实施了补偿。实施退耕还林的县,其农业税收入减收部分,由中央财政以转移支付的方式给予适当补助国务院关于进一步完善退耕还林政策措施的若干意见(2002年)。。再比如,流域下游的地方政府通过横向转移支付向上游政府支付费用,表面上看,流域下游地方政府损失了大笔的财政收入。但事实上,流域上下游生态补偿中,下游受益者是流域的个人、企业和组织,地方政府仅仅是他们的人,所支付的费用应来源于上述个人、企业和组织因享用生态系统服务而增加产出的税收等(如没有相关生态系统服务,可能就没有这部分财政收入)。因此,下游地方政府不存在受损问题;同样,上游地方政府接受的下游的补偿也应该全部发放到上游因维护和改善生态系统服务而受损的群体手中,上游地方政府也仅仅是该过程的执行机构而非利益相关方。矿产资源开发补偿中,各级政府将来自于矿产资源开发受益者的各类资源税费投资于因矿产资源开发而受损的生态环境的恢复和改善,弥补了受损者的生态系统服务价值损失。森林生态效益补偿中,各级政府将来自享用森林生态效益而受益者的资金,补偿给因经营生态林而受损的人群,以激励其改善生态系统服务的行为。等等。

综上所述,中央政府和各级地方政府都不是生态补偿的利益相关方。有时各级地方政府属于中央生态补偿决策的具体执行机构,中央政府应激励地方政府,以充分发挥其在生态补偿实践中的作用;并应调动各方力量,如受益者、受损者、非政府组织等监督地方政府,避免其寻租行为[2]。总之,政府站在利益相关方之外,有利于更好地发挥其在生态补偿中的职能,促进生态补偿高质量、高效率地实施。

3 简短的结论

通过人类活动对生态系统作用类型分析,首先将人类活动作用于生态系统过程中不属于生态补偿的4类活动界定在生态补偿边界之外,即未引起生态系统服务变化的人类活动、生态系统破坏行为、不可更新资源开发利用及对具有非公共物品属性的生态系统服务的开发利用不属于生态补偿的范畴。然后通过归纳生态补偿所应具备的必要条件,在剩余的人类 作用于生态系统的活动中,筛选出具备条件的可能属于生态补偿的人类活动,即当代人群作用于生态系统的某类活动要能对当代其他人群和可更新的自然生态环境(包括可更新资源)共同产生影响,当代人类活动一定要具有外部性,生态补偿通过调节相关方的利益关系,要能够使该外部效应内部化。在上述基础上,得出生态补偿的基本概念,认为生态补偿是调节相关方的利益关系,使保护、恢复、维持、改善和利用生态系统服务的行为外部效应内部化,以可持续利用生态系统服务的一种手段或制度安排。

补偿标准的确定是生态补偿实践中的核心问题之一。理论上,受损者获补的依据为其额外受损的成本和生态系统服务价值之和;受益者付费的依据为其开发利用生态系统服务的获利或其享用的由于受损者的外部经济性所增加的额外的生态系统服务价值。其中,额外受益或受损的生态系统服务价值的计算要区分存量价值和增量价值、自然资本与人造资本、外部性价值与非外部性价值。受损成本包括直接成本、机会成本和发展成本。但由于受益者和受损者地域边界界定的高成本、受损成本计算的复杂性、生态系统服务价值评估的高难度和社会、经济、文化、伦理道德等因素的影响,实践中往往通过利益相关方的谈判确定最终的补偿标准。

政府的介入显著提高了生态补偿的运行效率,降低了交易成本,保障了公平和谐,政府的监督执行也有力地杜绝了利益相关方部分渔利行为。通过对政府的作用和政府生态补偿资金来源的分析,认为政府不是生态补偿的利益相关方。政府站在利益相关方之外,有利于更好地发挥政府在生态补偿中的职能,促进生态补偿高质量、高效率地实施。

致谢:感谢中国21世纪议程管理中心周海林研究员、刘荣霞博士、中国社会科学院农村发展研究所谭秋成研究员、中国科学院地理科学与资源研究所谢高地研究员、中国社会科学院工业经济研究所张其仔研究员、北京师范大学毛显强教授对论文初稿提出了宝贵的修改意见。

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Concept and Standard of Ecological Compensation, and Role of Government:

Based on Types of the Roles of Human Activities to Ecological SystemWANG Xingjie1,2 ZHANG Qianzhi3 LIU Xiaowen1 WEN Wujun1

(1. Research Center for Sustainable Development of Shandong Province, Jinan Shandong 250014, China;

2. Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, CAS,Beijing 100101, China;

篇5

1.引论

我国是世界上海岛最多的国家之一，无居民海岛占海岛总数的94%，而其面积仅为海岛面积的2%左右，基本上是尚未利用的荒岛，海岛的开发仅集中于少数几个大岛[1]。随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布和无居民海岛开发工作的推进，近年各主要沿海省份的海岛开发的申请和审查开展热度较高。以资源的开发谋求经济利益，是海岛开发者的必然心态。但海岛开发必然伴生着生态环境影响，水产、旅游、港口、生物和森林、矿产、土地等资源的开发利用均会造成各类生态环境影响[2]。《中华人民共和国海岛保护法》中明确提出，从管理者的角度，维护海岛的生态安全，是促进海岛可持续发展的职责所在。因此，海岛开发者的利益追求与海岛生态环境的保护必然存在一定冲突，在保持严格的申请审批和开发监管力度的前提下，无居民海岛开发会对海岛开发者带来较大的开发压力和经济风险。寻求经济效益和环境效益的双赢机制，将是推进无居民海岛开发必须考虑的问题。

2.生态补偿在海岛开发中的适用性

自环境问题及可持续发展思想提出以来，生态补偿就成为专家和公众关注的热点之一。在经济学中，生态补偿的内涵指的是一种对生态环境受益者收费，受损者补偿的经济措施；而在生态学中，生态补偿是针对生态系统的自我还原功能[3]。生态补偿作为实现生态环境修复、解决生态环境成本内部化的环境管理机制和社会利益关系平衡机制，已开展众多理论研究和实践探索。

生态补偿在国内最早应用于退耕还林[4]政策，通过补偿直接的耕地损失以促进生态保护；而后，生态补偿理论在流域的生态环境保护问题中受到重视，并进行了大量的由浅入深的研究和初步尝试，以保障上下游区域对流域开发和保护的公平性。前者为推进国家的环境保护方针政策带有一定的强制性，后者在重要流域上下游区域获得差异化环境效益的既定格局下，是一种被动的调节补偿机制。而生态补偿作为刺激损害行为主体减少因其形成带来的外部不经济性的激励机制，对于环境资源开发主体应还可发挥主动的约束和激励作用。

生态补偿有生态补偿税费、生态补偿保证金制度、财政补贴制度、优惠信贷、交易体系和国内外基金等多种模式[5]，采取合适的生态补偿模式，在无居民海岛开发者面对保护和开发的平衡时，可起到经济刺激下的良性导向作用。因此，通过采用生态补偿机制，无居民海岛开发者在一味追求经济利益，粗放使用海岛资源，导致生态环境恶化时，在严格的海岛使用动态监管下必然会受到相应惩处；而无居民海岛开发者若理性追求经济利益，在海岛开发时注重整体生态环境保护，遵循生态旅游、公共服务等绿色海岛开发模式，也可得到相应的政策补贴，而保障既得利益。故在无居民海岛开发中，定期评定海岛生态环境状况，采取合理的生态补偿机制，可以保障海岛开发者在环境和政策双重压力下的开发积极性，对解除海岛开发者的经济风险顾虑，推进海岛可持续开发具有重要作用。

3.无居民海岛开发生态补偿机制

3.1补偿主体、对象与客体探讨

无居民海岛的生态补偿是围绕着海岛的资源价值进行，而海岛资源价值则是海岛生态系统服务价值的体现，所以补偿主体和对象的界定需依据海岛生态系统服务功能的变化[6]。生态补偿的主体应为生态系统服务的使用者、破坏者或是生态保护活动的受益者，生态补偿的对象应为保护生态资源的建设者、因生态资源的使用或生态保护而受损害的利益主体。在无居民海岛开发中，因海岛生态系统服务功能变化受益的一方应为补偿主体，国内的自然资源所有者为国家，无居民海岛开发时开发者也将向海洋行政主管部门上缴海岛使用金，因此海洋行政主管部门可考虑作为补偿主体；为提高海岛生态系统服务功能作出贡献者应为补偿对象，无居民海岛开发者为改变海岛生态系统服务功能的主体，若开发者理性追求经济利益，在开发中注重保护，因维护海岛生态而损失部分可获得的经济利益，应作为补偿对象。生态补偿的客体是主体和对象共同指向的对象，也是生态补偿的标的，海岛开发者和海洋行政主管部分之间的博弈是围绕海岛生态系统服务功能的变化进行，因此海岛生态系统服务价值是生态补偿的客体，也是无居民海岛生态补偿机制的基础。

3.2 补偿方法研究

生态补偿方法的核心即是进行补偿客体变化量的货币化定量计算，该变化量需由补偿对象的付出所产生。因此，补偿客体的变化既可在补偿对象的付出上得以体现，也可在补偿客体本身的变化直接反映。

3.2.1直接成本法

3.2.1.1方法内涵

以补偿对象即海岛开发者作为研究出发点，则可认为海岛生态系统服务价值的提升是由海岛开发者所直接付出的环境费用所产生，因此，该部分环境费用可认为是生态补偿的基准。

3.2.1.2补偿方法

3.2.2生态系统服务价值法

3.2.2.1方法内涵

根据生态系统服务理论，生态系统服务指人类从生态系统获得的所有收益，包括供给服务（如提供食物和水）、调节服务（如控制洪水和疾病）、文化服务（如精神、娱乐和文化收益）以及支持服务（如维持地球生命生存环境的养分循环）[7]。单个无居民海岛作为独立的离岸生态系统，也具备其自身的生态系统服务价值，占用岛体的海岛开发活动均会对海岛生态系统服务价值产生正向或负向的影响。通过直接计算海岛生态系统服务价值的变化量，若海岛生态系统服务价值变化量为正值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生正效益，即海岛开发活动维护了海岛生态环境，该海岛生态系统服务价值变化值即为海岛开发者应得到的生态补偿费用；若海岛生态系统服务价值变化量为负值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生负效益，即海岛开发活动破坏了海岛生态环境，海岛开发者应根据该海岛生态系统服务价值变化值支付生态补偿费用。

3.2.2.2补偿方法

若计算结果为正值，即海岛开发者应据此得到一定的生态补偿费用，用于补偿其生态环境保护投入；若计算结果为负值，即海岛开发者根据该计算值支付生态补偿费用，用于补偿其生态环境破坏费用。

3.2.2.3补偿基准

生态系统服务价值法的核心是补偿基准的明确，在无居民海岛生态系统中即海岛生态系统服务价值变化值的计算基准，或为该无居民海岛的生态系统服务价值本底值。在无居民海岛生态系统服务中，供给及文化服务即自然资源、自然或人文遗迹等的价值一般为定值，在无外界干扰的情况下，不会发生明显变化，根据海岛开发前的自然状态直接确定，可通过登岛调查、遥感图像解译、航拍等方式获得面积等参数，直接计算其生态系统服务价值本底值；支持及调节服务即环境质量或其他特定生态作用，会受到区域环境的影响，因而非恒定值，某固定时间点的状态并不能作为其本底状态，在明确海岛生态系统服务价值变化值的计算基准时，应参考相关参数的多年平均值计算，从而作为无居民海岛的生态系统服务价值本底值。

3.3补偿途径探讨

海岛开发者在海岛开发过程中，对海岛生态环境会存在保护和破坏两种趋势，因而生态补偿在实际实施中会存在两种途径。在海岛开发活动对海岛生态环境产生破坏的情况下，需由海岛开发者向海洋行政主管部门缴纳无居民海岛生态补偿费用，以弥补海岛生态环境损失；在海岛开发者在开发的同时，对海岛生态环境进行有效维护的情况下，可由海洋行政主管部门以返还部分海岛使用金或申请专项保护经费的形式使海岛开发者获得生态补偿费用，以经济刺激手段保障海岛开发者在海岛开发过程中生态环境的保护意识。

4.讨论

无居民海岛开发伴随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布仅开展了数年时间，保障无居民海岛开发的法律法规还将不断完善，无居民海岛开发在深入发展的同时暴露的问题还很有限，本研究对无居民海岛开发生态补偿机制也仅是作了初步探索。无居民海岛开发生态补偿在实际应用中仍有较多不足和局限条件，在补偿费用的计算和补偿基准的确定上仍需进行深入研究：

4.1补偿方法的修正

补偿方法主要是从海岛开发者投入环境成本和造成环境影响两个角度去寻求生态补偿费用的核算。在投入环境成本的核算上，需进一步研究涉及环境成本的生态环境工程范畴，以提高环境成本的核算准确性；在核算生态系统服务价值的变化以衡量造成的环境影响时，应进一步研究海岛所能提供的生态系统服务范畴，从而能准确全面核算海岛生态系统服务价值的变化量。此外，在生态系统服务价值法中，还应根据替代成本、影子工程、支付意愿等环境经济学方法进一步研究各项海岛生态系统服务价值的核算方法。

4.2补偿基准的计算

补偿基准计算主要涉及海岛开发者投入的环境成本和环境海岛生态系统服务价值变化值的计算基准。在直接成本法中，需要求海岛开发者有详细明确的生态环境保护工程预算，以作为海岛开发者投入的环境成本；在生态系统服务价值法中，需进一步研究海岛生态环境的本底状态，如自然资源范围和数量、环境质量本底状况、海岛生态功能的确定等。

4.3补偿途径的保障

补偿途径在无居民海岛的开发管理中能否实施仍需进行深入研究，且目前没有相关的法律法规保障。补偿途径的合理性尤其是生态补偿费用的经费来源仍需根据无居民海岛开发管理的实际情况进行进一步探讨，促使海岛开发者的意愿和海岛管理者的态度能往相对一致的方向发展。

在无居民海岛开发生态补偿机制的方法和标准经研究得到明确后，在保障补偿途径的法规得到完善后，可选择有代表性的海岛开展短期试点。若无居民海岛开发生态补偿机制得以有效实施，以经济刺激机制保障无居民海岛开发者的生态环境保护意识，将有助于促进海岛开发和生态环境保护和谐发展，提升无居民海岛管理水平和效率。

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篇6

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。

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中图分类号：TV62文献标识码： A 文章编号：

一、水库建设对生态资产的影响

水库是在原河流上拦河筑坝并淹没了流域内部分景观后形成的。由于各个水库建设规模以及所在河流的生态系统特征不同, 导致水库建设对生态资产影响程度不一样。笼统而言, 流域内包含有河流、湿地、森林、农田、城镇, 栖息有多种植物、动物, 并有人类居住生活, 拦河筑坝建库对这些自然资产及生态系统服务功能都有可能产生影响。

1、水库建设对河流生态系统的影响

河流生态系统是河流内生物群落和河流环境相互作用的统一体, 是包括陆地河岸生态系统、湿地及沼泽生态系统、水生生态系统等一系列子系统组合而成的复合系统。完整的河流生态系统应该是动态的、开放的、连续的系统, 是从源头诸多小溪开始, 流经上游和下游并最后到达河口的连续整体。河流流域生态系统具有自己相对稳定的组成、结构和功能, 拦河筑坝对河流生态的影响是多方面的, 有些影响是不可逆转的。从河流生态系统的组成结构及功能分析, 主要影响包括对河流生境的影响,如河流结构、水文情势、泥沙输送等; 对生物资的影响, 如重要生物群落、生物多样性、初级生产力等; 对生态系统功能的影响, 如累积叠加效应等。

2、水库建设对陆地生态系统的影响

按生境特点和植物群落类型以及生态敏感程度, 水库蓄水淹没陆地生态系统的类型包括森林、草原、文物和自然保护区、风景名胜区、水源保护区等地区, 使一些陆地植被、珍稀动植物和重要景观消失, 严重时会造成不可逆转的影响。

3、水库建设对自然―经济―社会复合生态系统的影响

自然―经济―社会复合生态系统是介于自然系统与人工系统之间的特殊系统。这三个子系统相互联系、相互作用和相互制约, 通过物质、能量、信息的交换与流通, 形成具有一定稳定结构和功能的复杂系统。复合生态系统有自身的整体性、复杂性、共生性与协同性, 具有自我更新、自我调节的自组织功能。水库建设造成的大量淹没, 对复合生态系统有着较大的影响,对复合生态系统中的农业生态系统、城市生态系统、人类生态系统的影响尤其严重。

4、对水环境的影响

水库建成后, 由于流速减缓, 水深增加, 原库区河段天然流动水体的自净能力减弱, 在水库蓄水初期, 由于淹没后植被等有机质的分解和淹没区土壤中有营养物质的释放, 库区及坝下游水质有可能会出现富营养化甚至短期恶化。在流速小且水较浅的局部库湾、与干流交界的支流回水区以及支流库尾可能出现不同程度富营养化。但就水库整个水体而言, 特别是交换率较高的水库, 仅由于生境的改变而导致出现富营养化的可能性较小。高坝大库改变了水体水温结构, 坝前库区水体水温呈现明显垂向分层现象, 水库下层水体的水温常年维持在较稳定的低温状态。梯级高坝水库将使低温产生叠加现象。水温结构的改变, 将对水生生物等产生一些不利的影响。引水式和混合式水电开发, 如果未考虑坝下河段生态流量, 将会形成在一定长度河段内季节性或全年性脱水, 造成河流生态需水量不足。

二、水库生态资产价值评价

在水库建设中, 争论的焦点是水库建设对生态的影响问题, 其中导致争论的重要原因之一是生态评价的计量标准和评估理论不完善。拦河筑坝对生态系统产生了多种影响, 其终级结果是使自然资产的价值和生态系统服务功能的价值发生改变, 从而影响生态资产的价值。因此应重点对水库建设后生态资产的价值进行评价, 建立生态系统服务功能价值化的核算理论和方法。

1、水库生态系统服务功能评价

水库生态系统的服务功能的价值可分为具有直接使用价值的产品生产功能和具有间接使用价值的生命支持系统功能两大类, 产品生产功能是指水生态系统提供直接产品或服务维持人的生活、生产活动的功能, 主要包括淡水供应、水力发电、内陆航运、水产生产等; 生命支持系统则是指水生态系统维持自然生态过程与区域生态环境条件的功能, 主要包括生态支持、环境净化、灾害调节、生物多样性的维持、休闲娱乐等功能。产品生产功能、生命支持功能构成了水生态系统的生态资产价值。水库生态系统特别在淡水的贮存、供应、调节方面及在水电开发、航运、渔业利用方面, 蕴藏着比原生态系统更为可观的生态资产价值。

2、水库建设对生态资产影响的评估方法

生态资产评估基本内涵，生态资产评估是生态经济学者从经济价值角度, 运用科学方法, 对生态资产的各种类型经济价值及总经济价值进行评定和估算。生态资产估价包括自然资产的估价和生态系统服务功能的估价。有时是直接对生态资产从整体上进行估价, 包括自然资产估价和生态系统服务功能估价。生态资产评估一般遵照预期收益( 福利) 原则、最有效使用原则、近似精确原则。

生态资产评估方法，生态资产中的自然资产或具直接使用价值的资产, 凡可以商品化或市场化的, 可以采用一些比较成熟的资产估价方法, 如收益现值法、重置成本法、现行市价法等。生态系统服务功能的经济价值评估方法可分为两类, 一是替代市场技术,它以“影子价格”和消费者剩余来表达生态服务功能的经济价值, 评价方法有费用支出法、市场价值法、机会成本法等; 二是模拟市场技术, 它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。条件价值法也称调查法和假设评价法, 它是生态系统服务功能价值评估中应用最广泛的评估方法之一。条件价值法适用于缺乏实际市场和替代市场交换商品的价值评估, 是“公共商品”价值评估的一种特有的重要方法。

3、水库生态资产评估中需重点研究的问题

水库生态系统的形成过程与机制研究，水库建成蓄水后, 淹没区内河流等生态系统经过扰动、适应及演替发展, 逐渐发育成为一个新的生态系统, 从而由河流流域内的原生态系统演变成为新的水库生态系统。水库生态系统的形成过程也许可以划分为三个阶段, 一是系统受干扰阶段, 或旧系统解体阶段, 即拦河建坝后, 原流域内生态系统受干扰损害、平衡失调、系统衰退甚至崩溃解体; 二是系统适应阶段, 或新系统发展阶段, 即水库蓄水后,新的水库生态系统在扰动中开始发育、发展到趋于稳定; 三是系统稳定阶段, 或系统演替阶段,即随着时间的延续, 水库生态系统经历扰动、稳定、再扰动、再稳定的若干个亚稳态发展后, 直到顶级稳态的形成。

水库建设对生态资产影响的评价指标体系，研究评价指标体系包括建坝前河流流域淹没区内原复合生态系统价值( 自然资产价值及河流生态系统服务功能价值) 评价指标体系、建坝后新形成的水库生态系统生态资产及水库生态系统服务功能价值评价体系等。通过完善水库工程建设的生态影响评价, 探索战略环评、规划环评及政策环评, 强化生态监管, 研究完善集体决策制度、专家咨询制度、社会公示和听政制度、决策责任制度; 完善“绿色大坝”环境评价、认证制度, 依法环评、科学环评, 使水库工程建设经得起实践和历史的检验。

参考文献：

[1]王健民,王如松.中国生态资产概论[M]. 南京: 江苏科学技术出版社, 2001.

[2]丁圣彦等.生态学--类生存环境的科学价值观[M].北京:科学出版社, 2004.176- 276.

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

3．3租金或预期收益资本化法

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

v=v1+v2

v1=qro／r

v2=a(1+k)／(nq)

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

3．4边际机会成本法(moc)

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

p=moc＝mpc+muc+mec

生态资本价值(v)=muc+mec＝p-mpc．

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

3．5总和价值法

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

3．6替代价值法

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

4生态资本价值核算与可持续 发展

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

4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础

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

4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

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

4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

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

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中图分类号：S181；F062.2 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3685-02

在过去的50年里，世界范围内40%的农田出现退化，这不但削弱了农田生态系统提供服务功能的能力，更引发了一系列的生态环境安全问题，威胁到人类社会的可持续发展。而最近十年，随着环境污染问题的加剧，食品安全问题愈发突出。对于某些限制开发区域来说，农田的直接经济价值并非其服务价值的主要部分，农田生态系统的各项生态服务功能日益引起人们的重视，并尝试在实践中将其作为确定农业生态补偿标准上限的依据。此次研究在借鉴前人已有研究成果的基础上，对湖北省农田生态系统服务价值进行初步测算，拟为农业生态补偿标准的确定提供依据。

1 研究方法与指标

生态系统服务功能价值评价方法一直是生态学领域的热点，计算方法很多，如机会成本法、防护成本法、基本成本法、生产成本法、人力资本法、置换成本法、旅行成本法、市场价值法、影子价格法、影子工程法等，然而按照上述方法计算出来的生态系统服务功能的价值往往非常大[1-10]。本文所用到的相关指标及计算公式，参考胡喜生等[5]关于非建设用地生态系统服务价值估算方法，主要用到以下指标。

1.1 生态系统服务价值当量因子

对于生态系统服务价值当量因子，针对其所得数据偏差较大的问题，有学者在对我国200位生态学者进行问卷调查的基础上，制定出我国生态系统生态服务价值当量因子表，给出中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量因子[2]。生态系统生态服务价值当量因子是指生态系统产生的生态服务的相对贡献大小的潜在能力，定义为1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值。以此可将权重因子表转换成当年生态系统服务单价表，经过综合比较分析，确定1个生态服务价值当量因子的经济价值量等于当年全国平均粮食单产市场价值的1/7。

1.2 研究区域某种生态生产性土地的作物面积、产量和价格

依据总产量、总产值和面积计算出该区域各类生态生产性土地单位面积价值。主要作物的面积、产量、总产值来源于各地区年鉴，在此基础上经计算得到各种主要作物单位面积价值。

1.3 计算公式

在以上公式中，Pa为一个服务价值当量因子的经济价值量；Pi为i类土地生态系统单位面积的经济产值；Pij为i种土地生态系统j服务功能的单位面积价值；eij为i种土地生态系统j种服务功能的当量数。在生态生产性土地的划分中，非建设用地耕地、林地、草地、水域都可以按以上公式计算。本研究仅以耕地为例计算。

2 湖北省的农田生态系统服务价值测算

湖北省农田生态系统服务价值的计算，主要是参考胡喜生等[5]以福州市为例研究的基于生态系统服务价值的土地转移机会成本核算，借鉴其对农田生态系统服务价值的计算方法，核算湖北省农田生态系统服务价值。根据《湖北省统计年鉴》公布的湖北省主要农作物（包括粮食、棉花、油料、肉类、水产品），选择农地产出粮食、棉花、油料这3种农作物的单位面积经济价值（表1）来计算其他生态系统服务功能的经济价值。

根据已有研究及湖北省的具体情况，将各类土地利用类型与最接近的生态系统类型联系起来，从而给出各种土地生态系统单位面积的服务价值当量数。其中耕地与农田对应，可计算出不同土地生态系统的单位面积生态服务价值（表2）。

鉴于笔者对湖北省农地生态系统服务价值的研究还处于初步探索阶段，为了可靠起见，先研究农田（耕地）的生态系统服务价值，林地、草地、水域可采用同样方法进行计算。

3 小结与讨论

以农业大省湖北省为例，对其耕地生态系统服务价值所包含的气体调节、气候调节、水源涵养等功能进行测算。研究表明，湖北省耕地系统提供着较高的服务价值，其服务功能总价值约为13 205元/（hm2·a）。湖北耕地系统服务价值的大小排列为废物处理>水源涵养>生物多样性保护>气候调节>食物生产>气体调节>原材料供应>娱乐文化。可以看出，废物处理服务价值占总价值的26%，是耕地生态系统中相对较强的一项服务功能。娱乐文化价值仅占0.16%，是耕地生态系统中相对较弱的一项服务功能。

耕地生态系统既有自然生态系统的基本特征，又具有社会经济系统的一些特性，对其生态系统服务功能价值进行研究，有利于为生态补偿标准制定提供依据和指导，提高公众的生态意识。研究为可靠起见，仅选取湖北省2010年的数据，对耕地系统进行评价，计算结果只是耕地系统的服务功能价值，对于农田生态系统服务功能评价指标、评价方法的选择，还有待进一步探讨和完善。

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[3] 胡喜生，洪 伟，吴承祯. 福州市土地生态系统服务功能价值的评估[J].东北林业大学学报，2011，39（12）：90-94.

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2水土保持生态系统外部服务价值评价

水土保持生态系统功能的外部价值是产生于水土流失治理流域或区域外的生态系统服务价值。结合研究区实际情况，确定水土保持生态系统外部服务价值包含两方面，即水土保持改善生态系统物质循环的效益及其生态系统服务价值、水土保持调节水文循环的效益及其生态系统服务价值。

2．1水土保持改善生态系统物质循环的效益及其生态系统服务价值

有关研究成果表明，土地利用／覆被变化（LUCC）对土壤有机质含量有着显著的影响。因此，水土保持改善生态系统物质循环的效益主要体现在植被改良土壤过程中固定碳与积累氮素的作用上。根据赵建民的研究成果，黄土高原丘陵区林草植被固定碳的边际效益为91．31元／hm2，固定氮的边际效益为105．46元／hm2，合计为196．77元／hm2（土层深度按60cm计算）。因此，通过计算研究区林草植被面积（不包括果园与覆盖率很低的荒坡草地），其改良土壤作用的生态系统服务价值为14．35万元，见表5．研究区内林木每年新增长期生物量约为4．12t／hm2，木材含碳量按43％计算，经计算林木固定碳的边际效益约为555．64元／hm2。因此，计算研究区项目实施后林木生态系统的服务价值为34．81万元（见表6）。综上所述，研究区水土保持植物措施在改善生态系统物质循环方面的生态系统服务价值由33．72万元增加到49．16万元，增加了15．44万元。

2．2水土保持调节水文循环的效益及其生态系统服务价值

水土保持调节水文循环的效益主要体现在水土保持减洪效益及其生态系统服务价值，以及水土保持减沙效益及其生态系统服务价值方面。根据项目实施前后水土保持措施面积与不同水土保持措施减洪效益的生态系统边际服务价值，可以计算项目实施前后研究区水土保持措施减洪效益的总价值，见表7。不同水土保持措施减洪效益的生态系统边际服务价值取值采用王浩等、张胜利等、吴钦孝［17］、赵建民的研究成果，分别为梯田247元／hm2、林地378元／hm2、草地234元／hm2。由表7可见，研究区水土保持措施防洪效益的生态系统服务价值为76．03万元，较项目实施前增加了41．04万元。根据水保法计算研究区项目实施后的水土保持年减洪、减沙量，见表8、表9。减洪、减沙定额来源于常丹东对黄土高原丘陵沟壑区的研究成果。研究区水资源利用边际效益按0．85元／m3计算，研究区水土保持减洪、减沙年生态系统服务价值增加情况见表10。由表8、表9可知，项目实施前后项目区水土保持减洪量由13．20万m3／a增加到30．99万m3／a，增加了17．79万m3／a；减沙量由3．76万t／a增加到8．57万t／a，增加了4．81万t／a。由表10可知，如果按当地水资源利用边际效益0．85元／m3计算，那么年生态系统服务价值增加了87．09万元。

研究区水土保持生态系统服务功能外部价

值综合评价研究区处于农村，空气污染源相对较少，空气品质良好，点源污染及面源污染对河流水质产生不利影响轻微，因此水土保持措施在吸收大气污染物、净化水质等方面的效益是可以忽略不计的。综合考虑水土保持措施在物质循环、减洪、减沙（保土）等方面的功能，从实施前到实施后研究区的外部生态系统服务价值由137．39万元增加到280．96万元，增加了143．57万元，增长幅度为104．5％，见表11。人均生态系统外部服务价值为223．94元。

由表11可以看出：项目实施后3种水土保持措施中，梯田的外部服务价值最高，林地高于草地。林地的生态系统外部服务价值中，保土的效益最高，约占总价值的41％；其次为物质循环效益，约占35％；减洪效益最低，占24％。梯田的生态系统外部服务价值主要为保土，占总价值的69％，其余为减洪。由于梯田的土壤肥力未从根本上得到改善，因此梯田在调节生态系统物质元素循环方面的效益几乎可以忽略不计。草地的三项生态系统外部服务价值均较低，但调节生态系统物质元素循环的效益最高，占总价值的71％，其次为减洪与保土的效益，占总价值的29％。在减洪与保土方面梯田的生态系统服务价值最大，其次是林地与草地。

结语

（1）利用生态系统服务价值理论评价了甘肃省秦安县水土保持建设项目的生态系统服务功能。结果表明：项目实施后，研究区生态系统服务价值与使用价值都有了显著提高，生态系统服务功能得到改善。项目实施后研究区内人均生态系统内部服务价值由2173元增加到3272元；外部生态系统服务价值由137．39万元增加到280．96万元。研究区生态系统外部服务价值增长的幅度要大于内部服务价值。

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一、论题的提出

广西是中国最大的蔗糖出口原产地之一，蔗糖业作为广西的重要支柱产业，蔗田生态系统每年给广西带来巨大的经济效益，甘蔗渣也有着很高的经济价值。我国目前已经开发的甘蔗渣产品有酒精、饲料、纤维板、可降解的一次性快餐具(代替具污染性的塑料快餐具)等等。

然而，蔗田生态系统产品开发越多、经济价值越大，意味着甘蔗作为蔗糖生产原料从蔗田生态系统中被拿走，甘蔗渣也作为酒精、造纸、纤维板等产品的生产原料被充分开发利用起来，整个蔗田生态系统成了无渣的甘蔗系列产业的物质基。以1994～2003年广西蔗田生态系统产量、产值为例，我们发现蔗田生态系统给人们提供很高的生态经济效益，可是人们对系统的回报只是些许的化肥和少得可以在统计学上忽略不计的农家肥，这种近乎掠夺式的生态索取、以牺牲生态效益追求经济效益的做法，最终导致蔗田生态系统生产力逐年下降。本文通过蔗田生态系统的经济效益与生态经济效益比较分析，提示人们应该对保护蔗田生态系统问题予以重视。

二、研究区域和方法

广西是中国最大的少数民族壮族与汉族、苗族、瑶族、侗族、么佬族、京族等12个民族聚居的自治区，东与广东接壤，西与云南相连，西北与贵州交界，北部与湖南毗连，南临北部湾，西南与越南相邻。地处中国东南沿海，位于北纬20°54’～26°23’，东经104°28''''’～112°04’，北回归线横跨广西中部，属于亚热带季风气候区，雨、热资源丰富，且雨季、夏热与农作物生长期同季，有利于农业生产。广西年降雨量为1000mm～2800mm，大部分地区年平均降水量为1200mm～2000mm；太阳年总辐射量达90千卡～100千卡／平方厘米·年，日平均气温≥10℃，积温为5，000℃－8，300℃，持续日数为240天～358天。尽管广西地形多为山地、丘陵，土壤贫瘠，但其独特的气候环境和自然条件给广西带来了独特的物产，适宜人居。广西人过着自然的生活方式，成为中国人中最不愿意离开故土的人群。

广西耕地面积为261.42万公顷，占土地总面积的11.04％。其中旱地107.39万公顷，占耕地面积的41.1％，旱地以种植玉米、甘蔗、花生、薯类作物为主。广西的耕地多数是红壤土，土壤的理化性质比较差，土壤的有机质如磷、钾等矿物元素含量低，而且大多数耕地土层比较浅薄，土壤较为贫瘠。近20年来化肥用量日益增加，绿肥种植面积和农家肥的使用量逐渐减少，土壤有机质含量不断下降，氮、磷、钾比例失调。1982年广西土壤普查结果是耕地中缺氮的占83％，缺磷的占85％，缺钾的占87％；耕作的土壤有67％是酸性土，碱性土占33％。不断增加的人口压力以及对土地的不合理利用，使地力日益衰退。然而，近年来，随着制糖业的发展，甘蔗种植已逐渐成为广西旱地主要经济作物和农民主要的经济收入来源。

我们运用统计分析方法、经济效益与生态效益比较分析的方法，利用广西壮族自治区统计局农村调查队的统计数据、广西南宁糖业集团香山糖厂的相关数据及广西崇左市农业局的相关统计材料，对广西蔗田生态系统初级生产力、持续生产力及其生态效益、经济效益进行分析，结论是作为主要经济作物和农民主要经济收入原产地的蔗田生态系统238.85％的投资收益率和巨大的经济效益，主要是对自然气候条件、蔗田系统地力的掠取，大自然恩赐的巨额生态经济效益支撑着广西甘蔗及蔗糖业的发展，占中国甘蔗种植面积一半多，是中国蔗糖业出口的最重要原产地。

三、结果与讨论

(一)结果

(1)广西早地作物总面积107.39万公顷，1994～2003年，广西甘蔗种植面积、年甘蔗产量及产值分别如表1所示。

(二)讨论

蔗田生态系统是农业生态系统的微系统。Honing(1986)认为生态系统是生物的有机体集合，在该集合中生物间内在的相互作用对其行为的决定性超过外部任何事件对其行为的决定性。无论是关注物质循环、能量流动还是生物群落之间的相互作用，生态系统一般是指一个最大空间尺度上能自我维持的实体。农业生态系统是生态系统的一种，它和一般生态系统一样，是在一个同质区域中或有限范围内通过能量流动和物质循环把生物及其环境联系起来的系统。农业生态系统特指以农业生物为主要组分、受人类调控、以农业生产为主要目标的生态系统。农业生态系统可分为农田生态系统、林业生态系统、渔业生态系统、牧业生态系统、农牧生态系统、林牧生态系统、农林生态系统等。

按照农作物的种类划分，从微观角度看，农田生态系统可分为稻田生态系统、蔗田生态系统、豆田生态系统、麦田生态系统等。蔗田生态系统是农田生态系统的组分，蔗田生态系统是指人们在旱地里以种植甘蔗为主，以获得其生态与经济价值为主要目的的单一农作物生态系统。甘蔗作为土壤物质的载体，主要是通过甘蔗的收获和土壤肥料的施用来实现，甘蔗是蔗田生态系统物质循环、能量流动的贮存库，甘蔗产量受到土壤养分的影响，甘蔗的收获也会带走土壤中的部分物质，使土壤养分数量减少，从而加速土壤物质循环的频率。农家肥作为载体可以增加土壤中物质的数量，直至维持土壤物质平衡的作用。

表1所示，1994－2003年广西蔗田种植面积、甘蔗产量和产值都有不稳定增长的趋势。表2所示，广西蔗田生态系统每年提供极大的生物量(NPP)和很高的生态经济价值，蔗农们以较少的农业资本投入，为蔗糖业的发展带来很高的生态经济效益。而且，蔗田生态系统的物产——甘蔗所带来的经济价值和附加价值即甘蔗产量、蔗糖产量和产值也很大。特别不同于其他农田生态系统物产的是其废弃物——甘蔗渣可以直接成为一系列甘蔗副产品的生产原料，为蔗糖产业带来巨大的、持续的经济效益。

1、蔗田系统生态效益及其生态经济效益

生态系统的生态效益就是系统对其环境及其系统生态因子提供有便利或利益，即生态系统服务价值。其服务价值由生物技术产品及自然生物圈给予人们提供的技术与服务价值所决定(Costanzaet.al，1997)。蔗田生态系统的生态服务价值就是蔗农们运用农业技术、种子、肥料作用于蔗田，蔗田系统为人们提供的物产，即蔗田生态系统净初级生产力(NPP)。

生态经济效益就是以市场行情所表示的生态价值，即系统生产力或系统为人类提供的服务效益。生态系统生产力就是系统做功的能力，即能生产人类所需要的产品或者能否在系统内适应自然的变化能力(K.A.沃科特etal，1997)。蔗田生态系统生产力从生物量上看，就是系统的生态价值(NPP)，从价值量上看就是系统的生态经济价值(BEE)。NPP和BEE都是蔗田生态系统生产力可计算的部分，但是人类大部分的福利都来自于纯自然的公共物品提供的生态系统服务，它们不需要一分钱而直接给人们带来福利，例如空气、水、土地资源、气候调节、废弃物净化处理、美感和健康。蔗田生态系统也与其他的生态系统一样，其生产力或服务效益除了为人类提供福利之外，还包括目前难以测算的价值，即系统为大气、环境所提供的服务和为人类生存环境、精神享受等方面提供的服务价值。我们有必要了解蔗田生态系统为人类提供的生态系统服务价值，即经济效益、生态经济效益有其可持续经济效益。

2、蔗田生态系统的经济效益及其持续经济效益

从经济学角度看，蔗田系统的生态经济效益(BE)就是NPP产值(NPP×价格)扣除生产成本，即生态经济价值扣除生产成本部分，也就是蔗农的纯收入。然而，蔗田生态系统在收获甘蔗之后带来的价值比甘蔗自身价值更大，它可以生产出蔗糖(PS)、蔗渣以及蔗渣系列产品和副产品(Pi)，它们的产量和产值就是蔗田生态系统持续生产力BP(PS+Pi)。从市场行情看，就是蔗田生态系统的持续经济效益。它是由蔗渣资源化利用生产出的酒精、纸张、纤维板、可降解餐具、饲料、燃料等蔗渣系列产品的产值扣除其生产成本构成的。

1994～2003年广西蔗田系统的生态经济效益(BE)和经济效益(PS)如图1所示。

图1中的相关价格是按1995～2003年平均价格计算，以下图示相同。即蔗田生态系统的年生产成本是每千公顷256.88万元的肥料+135万元的甘蔗种子+13.5万元的人力资本，即每万公顷的成本为40.54万元；甘蔗的价格为200.6万元／万吨；蔗糖的价格为3064.35万元／万吨计算；甘蔗渣的价格为164万元／万吨；根据当地居民有以甘蔗尾、叶作为牲畜饲料或薪材用的习惯，其价格按广西类似牲畜饲料稻壳粉的价格200万元／万吨计算；甘蔗根则因为多年生草本植物，其根只在土壤中参与物质循环，其经济价值难以测算而忽略不计

图1显示两个特殊变化情况：一是1999年、2000年蔗田生态系统的经济效益和持续经济效益明显下降；二是2001年以后蔗田生态系统的经济效益和持续经济效益却显著提高。引起这种状况出现的原因有两个：首先是1999年、2000年甘蔗市场价格下跌，糖厂收购了甘蔗却不能及时对蔗农进行支付，打白条现象比较普遍，蔗农的经济效益不能实现，来年生产资料的购买受到限制，生产积极性受挫。于是蔗农选择了减少甘蔗的种植面积，使经济损失尽可能减少，维护自身利益，从而使甘蔗的种植面积及其占旱地面积比率、甘蔗的产量和产值都分别出现负增长(图2)。其次是地方政府对甘蔗收购市场的管理政策和对蔗农利益的维护措施不到位。比如，对于糖厂对蔗农打白条的现象没有引起足够重视，没有及时采取措施，保障蔗农来年的生产资料的购买，忽视了蔗农利益的维护，也影响了糖厂来年的产量和产值。2001年起，地方政府制定了维护蔗农利益的政策与措施，不准许糖厂对蔗农打白条，还规定了甘蔗收购的保护价格。同时，银行对农民开发了用于购买农业生产资料的小额度贷款项目，支持农业生产的发展。经过一个生产季节(甘蔗为一年)的政策时延，2002年农民大规模地扩增种植面积，使种植面积由2001年占全国甘蔗种植面积的46％逐年递增为48.1％和50.3％，种植面积及其占广西旱地面积比率、产量与产值的增长率、投资收益率同步迅速提高，使广西成为全中国31个省、区的甘蔗产量、产值和蔗糖产量、产值最大的省区，中国最重要的蔗糖输出原产地。

3、巨大的投资收益率支撑着巨大生态经济系统及其相关产业

是什么原因使广西蔗田生态系统及蔗糖产业如此发达，成为中国最重要的蔗糖出口原产地?从蔗田生态系统提供的生态经济价值与蔗农投资的比率分析(见图2)，我们发现，尽管甘蔗种植面积增长率(EGR)和甘蔗年产量增长率(IROP)基本一致——几乎重合为同一条线，并且随着市场波动而出现不稳定增长的特征，但是蔗农的年均投资回报率即投资收益率(RRO)很高，因而种植面积占旱地面积比率(PDLA)有逐年增长的趋势。其中蔗田生态系统投资成本C由种子、肥料、杀虫剂、和人力资本价值构成。年均投资收益率(ROIV)则是年均生态经济价值(BEEV)与年均投资成本(CV)的比率。按2003年价格计算，近10年广西蔗田生态系统的年均投资收益率(RRO)为238.85％。

可是，巨大的生态经济效益建立在极少的投资成本基础上，实际上就是对生态系统资源，尤其是对土壤养分的掠取。蔗田生态系统反馈的信息是每万公顷甘蔗产量逐年递减15万吨，按照生态系统价值评估的耗损计算法推算，以及农作物形成所需要的养分参数计算，蔗田生态系统每年每万公顷提前耗损300吨的氮、磷和450吨的钾。这就是土壤养分及气候、环境等生态因子过度耗损的信息。

四、结论与建议

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

1．2数据来源与处理

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

1．3评价指标体系构建

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

2兰州市南北两山生态系统服务价值评估

2．1经济效益

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

2．2生态效益

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

3结果与分析

3．1城市人工森林生态服务价值

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

3．2城市人工森林生态系统服务价值的组成特征

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