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：

[1]Moore，JF. Predators and Prey:A New Ecology of Competition[J].Harvard Business Review，1993，71(56):75～86

[2]Moore，JF. The Death of Competition:Leadership and Strategy in the Age of Business Ecosystems[M].New York:Harper Collins，1996

[3]Iansiti, Marco and Roy Levien. Strategy as Ecology[J].Harvard Business Review, 2004, 82(3)

[4]Eisenmann,Thomas,Geoffrey Parker,and Marshall W.Van Alstyne. Strategies for Two-Sided Markets[J].Harvard Business Review，2006, 84(10), 92～101

[5]Penrose，E.T.The theory of the growth of the firm[M].Basil Blackwell，Oxford，1959

[6]Porter，M. E. Competitive Strategy[M].New York:Free Press，1980

[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：

[1] 谢高地，肖玉.农田生态系统服务及其价值研究进展[J].中国生态农业学报，2013，21（6）：645-651.

[2] 辛现，肖笃宁.生态系统服务功能研究简述[J].中国人口.资源与环境，2002，10（3）：20-22.

[3] 肖寒，欧阳志云，赵景柱，等.森林生态系统服务功能及其生态经济价值评估初探―以海南岛尖峰岭热带森林为例[J].应用生态学报，2000，11（4）：481-484.

[4] 关文彬，王自力，陈建成，等.贡嘎山地区森林生态系统服务功能价值评估[J].北京林业大学学报，2002，24（4）：80-84.

[5] 姜文来.水资源价值论[M].北京：科学出版社，1998.

[6] 刘璨.森林资源与环境价值分析与补偿问题研究[J].世界林业研究，2003，（2）：7-11.

[7] 陈应发，陈放鸣.国外森林资源环境效益的经济价值及其评估[J].林业经济，1995，（4）：65-74.

[8] 肖玉，谢高地，鲁春霞，等.稻田生态系统气体调节功能及其价值[J].自然资源学报，2004，19（5）：617-623.

[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.

[10] 赵荣钦，黄爱民，秦明周.农田生态系统服务功能及其评价方法研究[J].农业系统科学与综合研究，2003，19（4）：267-270.

[11] 尹飞，毛任钊，傅伯志，等.农田生态系统服务功能及其形成机制[J].应用生态学报，2005，17（5）：929-934.

[12] 刘鸣达，黄晓珊，张玉龙，等.农田生态系统服务功能研究[J].生态环境，2008，17（2）：834-838.

[13] 肖玉，谢高地，鲁春霞，等.施肥对稻田生态系统气体调节功能及其价值的影响[J].植物生态学报，2005，29（4）：577-583.

[14] 孙新章，周海林，谢高地.中国农田生态系统的服务功能及其经济价值[J].中国人口・资源与环境，2007，17（4）：55-60.

[15] 方精云.全球生态学[M].北京：高等教育出版社，2000.

[16] 黄璜.湖南境内隐形水库与水库的集雨功能[J].湖南农业大学学报，1997，23（6）：499-503.

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

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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。

参考文献(References)[1]闵庆文,甄霖,杨光梅.自然保护区生态补偿研究与实践进展[J].生态与农村环境学报,2007,23(1):81-84.[Min Qingwen, Zhen Lin, Yang Guangmei. Progress of Researches and Practices of Ecological Compensation of Natural Reserves [J]. Journal of Ecology and Rural Environment,2007,23(1):81-84.]

[2]中国21世纪议程管理中心.生态补偿原理与应用[M].北京:社会科学文献出版社,2009:60.[The Administrative Center for China’s Agenda 21. The Theory and Application of EcoCompensation [M]. Beijing: Social Sciences Academic Press (China), 2009:60.]

[3]《环境科学大辞典》编委会.环境科学大辞典[M].北京:中国环境科学出版社,1991: 326.[Editorial Committee for Thesaurus of Environmental Science. Thesaurus of Environmental Science[M]. Beijing: Chinese Environmental Science Press, 1991:326.]

[4]庄国泰,高鹏,王学军. 中国生态环境补偿费的理论与实践[J].中国环境科学,1995,15(6):413-418. [Zhuang Guotai, Gao Peng, Wang Xuejun. Theory and Practice of the Levy on Ecological Environmental Compensation in China [J]. China Environmental Science, 1995,15(6):413-418.]

[5]孙新章,谢高地,张其仔等. 中国生态补偿的实践及其政策取向[J].资源科学,2006,28(4):25-30. [Sun Xinzhang, Xie Gaodi, Zhang Qizi, et al. Ecological Compensation Practice and Policy Orientation in China[J]. Resources Science, 2006,28(4):25-30.]

[6]中国生态补偿机制与政策研究课题组.中国生态补偿机制与政策研究[M]. 北京:科学出版社,2007. [Task Force on EcoCompensation Mechanisms and Policies, CCICED. EcoCompensation Mechanisms and Policies in China [M]. Beijing: Science Press, 2007.]

[7]《中国资源科学百科全书》编辑委员会编著. 中国资源科学百科全书[M]. 北京:中国大百科全书出版社,2000:136. [Editorial Committee for China Encyclopedia of R esources Science. China Encyclopedia of Resources Science [M]. Beijing: Encyclopedia of China Publishing House, 2000:136.]

[8]谭秋成.关于生态补偿标准和机制[J]. 中国人口•资源与环境,2009,19(6):1-6. [Tan Qiucheng. Ecocompensation Standard and Mechanism[M]. China Population Resources and Environment,2009,19(6):1-6.]

[9]Roland B A de Groot, Leon M. Hermans. Broadening the Picture: Negotiating P ayment Schemes for Waterrelated Environmental Services in the Netherlands [J ]. Ecological Economics, 2009,(68):2760-2767.

[10]M Quintero, S Wunder, R D Estrada. For Services Rendered? Modeling H ydrology and Livelihoods in Andean Payments for Environmental Services Schemes[J]. Forest Ecology and Management, 2009,(258):1871-1880.

[11]Annika Hft, Jürgen Müller, Brbel Gerowitt. Vegetation Indicators f orGrazing Activities on Grassland to be Implemented in Outcomeoriented Agrien vironmental Payment Schemes in NorthEast Germany [J]. Ecological Indicators,2010(10):719-726.

[12]D N Barton, D P Faith, G M Rusch,et al. Paniagua, M. Castro. EnvironmentalService Payments: Evaluating Biodiversity Conservation Tradeoffs and Costef ficiency in the Osa Conservation Area, Costa Rica [J]. Journal of Environmenta l Management, 2009(90):901-911.

[13]Szvetlana Acs, Nick Hanley, Martin Dallimer, et al. Armsworth. The Effectof Decoupling on Marginal Agricultural Systems: Implications for Farm Incomes, L and Use and Upland Ecology [J].Land Use Policy, 2010,(27):550-563.

[14]Jaboury Ghazoul, Claude Garcia, C G Kushalappa. Landscape Label ing: A Conc ept for Nextgeneration Payment for Ecosystem Service Schemes [J]. Forest Eco logy and Management, 2009,(258): 1889-1895.

[15]J CalvoAlvarado, B McLennan, A SánchezAzofeifa, T Garvin. Defores tatio n and Forest Restoration in Guanacaste, Costa Rica: Putting Conservation Policie s in Context [J]. Forest Ecology and Management, 2009,(258):931-940.

[16]Astrid Zabel, Brian Roe. Optimal Design of Proconservation Incentives [ J]. Ecological Economics, 2009,(69): 126-134.

[17]B Kelsey Jack. Upstreamdownstream Transactions and Watershed Externa liti es : Experimental Evidence from Kenya [J]. Ecological Economics, 2009,(68): 18 13-1824.

[18]Suzanne Elizabeth Vedel, Bo Jellesmark Thorsen, Jette Bredahl. Jacobse n. F irstmovers, Nonmovers, and Social Gains from Subsidising Entry in Markets fo r Naturebased Recreational Goods [J]. Ecological Economics, 2009,(68):2363-2 371.

[19]Jacques Pollini. Agroforestry and the Search for Alternatives to Slashan dbum Cultivation: From Technological Optimism to a Political Economy of Defore station[J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2009, (133): 48-60.

[20]Rhona F Barr, Susana Mourato. Investigating the Potential for Marine Resou rce Protection Through Environmental Service Markets: An Exploratory Study fromLa Paz, Mexico [J]. Ocean & Management, 2009,(52):568-577.

[21]Benjamin Blom, Terry Sunderland, Daniel Murdiyarso. Getting REDD to Work L ocally: Lessons Learned from Integrated Conservation and Development Projects [ J]. Environmental Science & Policy, 2010,(13):164-172.

[22]Lorena Ashworth, Mauricio Quesada, Alejandro Casas, et al. Pollinatordep endent Food Production in Mexico [J]. Biological Conservation, 2009,(142): 105 0-1057.

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;