生態系統的直接價值實用13篇

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篇1

Iansiti和Levien（2004）則從生態系統中的核心物種（keystone species）引申出商業生態系統中的核心企業（keystone corporate）概念，并認為核心企業通過設立共享平臺、架構和標準創造和分享價值使得整個商業生態系統得以存在和發展。商業生態系統中的所有企業將依賴和分享關鍵企業優勢（keystone advantage）。這是把整個商業生態系統作為俯瞰的對象，揭示了部分商業生態系統的狀態。

而雙邊市場（Two-Sided Markets）的概念也揭示了相互聯系的顧客和企業之間如何能夠通過雙邊或多邊聯系和交易平臺，降低搜尋成本和交易成本的過程（Eisenmann, 2006）。這也是一種商業生態系統。

商業生態系統具有多面性和復雜性，籠統地研討商業生態系統戰略和應用會使結論和方法缺乏針對性，也會影響適用性。本文試圖從資源、經營活動和市場對商業生態系統的影響，區分不同類型商業生態系統的不同特性，給出不同的構建戰略。

一、兩種類型的商業生態系統

當我們從資源、經營活動，以及市場來劃分商業生態系統的時候，可以看出兩大類型的商業生態系統（見圖1），在緣起和形成過程方面也在根本上存在實質的差別。

以價值創造和價值共享為基礎的商業生態系統，往往是在資源和經營活動上相互依賴，彼此互為各自價值增值活動中的一個部分。如果眾多企業都共享或依賴某一企業的資源或經營活動，那這個企業就被視作核心企業。核心企業作為核心物種，在這類商業生態系統的形成和持續發展中，往往起著關鍵作用。每一個企業的價值增值活動構成了自己的價值鏈，各個企業的價值鏈相互交織，再加上虛擬組織對資源的動態共享，形成了價值網絡。如果價值鏈和價值網絡的結構具有可持續性和相對穩定性，就形成價值鏈或價值網絡型商業生態系統。那種項目性和臨時性或權宜性的資源和經營活動上的合作關系，不是商業生態系統。

價值鏈、價值網絡型生態系統，以企業之間在運作過程中互相為對方創造價值為存在的基礎，但所創造的價值，最終要在市場中實現。市場是所有商業生態系統食物鏈的源頭。如果企業的顧客群能夠相互融合，或將各自的市場相互聯結，使得每個企業的市場規模擴大，或使自己的市場更穩固，忠誠度更高，則將這樣的企業群落稱為市場聯結型商業生態系統。

不同于價值鏈價值網絡型商業系統，市場聯結型生態系統中的企業和其他組織，在運作過程中在資源共享和經營活動上的聯系有時較少或相對較少，而市場上的協同所構成的市場聯結，卻是這類商業系統的主要結構。比如電影業和DVD產業在各自的生產過程中鮮有聯系，但是拍攝完成的電影用DVD光碟作為載體發行，卻創造了電影院以外的市場，而能夠在家看電影，也大大增加了DVD的顧客群。這種由于產品組合而擴大了市場范圍，并且這一市場有相當的穩定性的話，就是典型的市場聯結型商業生態系統。

商業生態系統的重要特點，在于個別企業的消亡甚至某一產品行業的消亡都可能不會在根本上影響系統結構關系的穩定，不會導致系統崩潰。因為商業生態系統的核心結構，源于資源利用和價值增值活動的必要性，以及產品組合帶來的市場規模和顧客群的穩定性。而這些方面構成了商業生態系統的可持續性。沒有了這種可持續性，商業生態系統的意義就會喪失很多。系統內部的企業和很多生物種群的個體一樣，既存在競爭關系，也存在和諧共生和共同進化的依存關系。而競爭和多樣化也是共同進化的推動力。

二、價值鏈價值網絡型商業生態系統的構建

這種類型的商業生態系統，往往源于對組織邊界之外的資源的利用和彼此互補的經營活動。這類系統中通常存在眾多企業為一個或少數企業提供不同產品或服務的現象。比如微軟公司軟件生態系統，就有開發服務商、獨立軟件提供商、系統集成商、小型專業公司、各類經銷商、應用開發培訓機構等數萬家企業作為其系統的一員。

這類系統中還有另外一種現象，一個企業為眾多大小企業提供相同或類似的服務。比如臺積電公司，通過提供優異的制造設施、生產技術和客戶訂制技術資料數據庫，為很多半導體集成電路和芯片設計企業提供制造服務。臺灣的一些電子類代工企業比如富士康屬于這一類，eBay網屬于這一類。其他所謂多邊市場或多邊平臺，也是屬于這一類。

為了便于論述，我們把前一種類型的企業稱為“中心型企業”，后一種類型的企業稱為“平臺型企業”。不排除有的企業既是中心型又是平臺型，也有平臺型企業為中心型企業服務。這兩種類型的生態系統也會相互交織構成更大范圍的生態系統。兩種關系模式分別如圖2所示。

1.中心型生態系統的構建

中心型生態系統有兩種類型的企業，其一是中心型企業，其他企業可以稱作支持性企業。

一體化和多元化戰略，是傳統的企業發展戰略。這種不斷擴張企業組織邊界的戰略，如果超越合理的限度，那么“大企業病”和越來越疏于其核心業務就會使企業變得龐大而脆弱，就像史前的恐龍一樣，因此我們稱過度的一體化和多元化戰略，為恐龍戰略。

為了應對動態多變的生存環境，企業必須足夠靈活和強健，恐龍戰略應該被商業生態系統戰略所取代。具有一定實力和市場地位的企業，可以實施中心型生態系統構建戰略。企業為了打造成中心型企業，首先要設法完善對企業組織邊界之外的資源的管理。對于支持型企業應輔助其創造價值，同時要注意價值分享，不能竭澤而漁。

耐克和戴爾都遇過到血汗工廠問題，而被消費者呼吁抵制。這種情況下，企業不能把生態系統中的支持型企業看作是傳統的外包企業，這些企業如何經營管理與自己無關。適當的監控調整系統內企業的狀態和行為是構建健康的商業生態系統所必需，同時注重價值分享，不能只為攫取利潤迫使支持型企業不擇手段的降低成本。分享價值使得主要的價值增值活動有足夠的利潤可圖，會吸引更多的企業投入或使得現有企業有能力不斷提高產品或服務水平和質量，使得種群繁茂和健康。

其次，在強化核心業務和市場地位的同時，創造更多的縫隙市場，壯大系統種群。蘋果公司在其經典的硬盤播放器器iPOD獲得醒目的成功之后，增擴產品類型，增加了大容量閃存播放器iPOD nano，進一步占領市場，鞏固了市場領先地位，同時也把閃存廠商吸收進自己的生態系統中來，豐富了種群的多樣性。

再次，致力于主導系統的改善，而不僅是自身的改善。系統改善，不僅包括每個個體的改善，而且致力于個體的改善以系統強健性為目標和衡量標準。

對于支持型企業，首先是識別與自己專有能力相匹配的價值增值活動，如果認為這個增值活動有足夠的穩定性和可持續性，便可實施自己的針對性專業化戰略。這種針對性專業化戰略，針對的是具有結構性穩定的價值增值活動，而不是特定的中心型企業，也就是說微軟體系中的支持型企業，它的專業化是站在電腦未來發展前瞻性思維的立場上，為電腦主流操作系統提供商，在某一方面提供難以取代的或者是有競爭力的價值增值活動。這個主流操作系統提供商是叫微軟還是其他的公司，并不是重點。支持型企業的專業化戰略，是把自己的改進和發展建立在所在商業生態系統的共同進化的基礎上的，因此，要克服短期自利行為和危及核心型企業發展的行為和措施。

有相關實力的支持型企業，可以選擇的一個發展方向，就是成為價值鏈、價值網絡型生態系統中的平臺型企業。

2.平臺型生態系統的構建

不同于中心型企業，平臺型企業或組織不是吸收其他企業和組織經營活動的結果或服務以完備自己的價值創造過程，相反，它是眾多企業、組織價值創造過程中的支持與共享部分。

平臺型企業通常在下列方面確立自己的存在理由：

速度（快速、便捷）：沒有什么資源會比時間更稀缺。因此，能夠節約時間資源的響應速度，方式和活動上的簡化和便捷就成為平臺企業被選擇的重要原因之一。

質量：擁有質量，不一定會成功。但是沒有質量，則一定會被淘汰。質量已經成為必不可少的基本條件。

專業服務（工程服務、技術服務、指南和工具）：比如臺積電精心建立了一個供顧客使用的數據庫，使得顧客不需要任何人工服務就能查詢到所需要的90%上的技術資料。ebay網則為交易雙方都提供了工具軟件，以方便交易的進行。

柔性（彈性、適用性）：平臺型企業要把各種不同類型企業、組織通過自己聯結起來，必須具有足夠的柔性，以適應眾多企業的需求。

信息和知識：當眾多的企業、組織和個人匯聚在平臺的周圍（不一定是物理空間意義上的匯聚），信息和知識就變得充分，也便于獲取。而僅僅這一點就會吸引更多的企業、組織和個人加入，平臺型系統的多樣性和繁盛就容易實現。

成本：降低成本是直接增加利潤的途徑。因此對低成本的考量，總會為平臺型企業自己或它為之服務的企業組織和個人所重視，成為企業、組織和個人選擇平臺企業的重要因素。但是成本不是惟一的因素，過分強調成本，可能會使平臺型企業或其他組織的生存空間變得十分狹小。

平臺型組織的構建戰略，應該在上面六個因素上建立綜合優勢。而擁有這些要素的綜合優勢的平臺企業可以通過優勢的復制，建立更多的平臺，形成各自的子系統。對于制造平臺來說，就是綜合考慮各種因素，比如貼近市場、貼近顧客、提高響應速度降低人員和物流成本等，在不同的地方建立多家工廠，對于eBay網絡購銷平臺來說就是在世界各地，建立多種語言的網頁并使得合作伙伴本地化。

平臺型企業如果和中心型企業建立穩定和可持續的系統結構，將易于成為健壯的商業生態系統。

三、市場聯結型商業系統的構建

與價值鏈和價值網絡型企業所形成的商業生態系統不同，市場聯結型生態系統形成的基本結構是市場協同和產品組合。市場聯結型商業系統的形成，主要是發現市場機會，識別顧客群的需求。市場機會可以用簡潔有力的語言描述，從而形成一種有感染力的口號（范保群，，2006），也可以是基于復雜但有效的市場調研與論證，來促使企業開發新產品和現有產品、新產品和新產品、現有產品和現有產品之間的產品組合，形成新的市場，或擴大原有市場，或給原有顧客群帶來新的滿足，促進顧客的滿意度和忠誠度。

對于中心型商業生態系統而言，中心企業的市場通常不了解最終產品是由哪些企業的產品和服務融入形成的。而對于平臺型商業生態系統來說，平臺型企業的市場在平臺型生態系統的內部，成員就是客戶。由此我們可以看出，價值鏈價值網絡型商業生態系統完全不同于市場聯結型商業系統。

中心型商業生態系統中的支持型企業，和平臺型商業生態系統中的平臺型企業，可以選擇構建市場聯結型商業系統，在市場中現身，讓市場的力量促進自己在商業生態系統中的地位。英特爾公司的“Intel Inside”戰略就是一個成功的案例。單獨拿出英特爾公司的CPU芯片和其他產品，普通電腦使用者不一定認識。但是，英特爾產品和它的性能參數卻是電腦使用者在購買電腦時的最重要考慮因素之一。英特爾公司不僅通過每臺品牌電腦外觀醒目位置的“Intel Inside”標貼，以及后來用英特爾CPU類別名稱來標示，來展示自己的存在，還通過大量直接面向普通消費者的營銷活動來鞏固自己的市場地位，拋離競爭對手。

市場聯結型商業系統的構建戰略，往往是同類產品、產品標準、產品框架的直接競爭中一種最為成功的競爭戰略。早期索尼標準制式錄像帶失敗于JCL標準制式的錄像帶，以及最近索尼藍光新一代DVD擊敗東芝高清新一代DVD，都是典型的案例。這時候，誰擁有對方所沒有的一類重要市場的支持，就會產生贏者通吃的局面，取得最后的勝利。在錄像帶制式之爭中我們看到JVC與電影市場的成功聯結（JVC制式的錄像帶時間長度和電影一致），迫使索尼制式退出。而索尼在這次新一代DVD制式之爭中，在自己廣受歡迎的游戲機中安裝自己的藍光DVD光驅，使得索尼藍光DVD率先與東芝所沒有的游戲機市場聯結，市場范圍超過對手，使得其他市場上的企業如華納電影公司、沃爾瑪零售公司隨后宣布支持索尼藍光DVD，迫使東芝退出新一代DVD市場。

構建市場聯結型生態系統，很關鍵的一點是要使自己的產品具有足夠的適用性和通用性，在技術上和成本上利于其他產品聯結。微軟公司為了便于人們在其操作系統產品WINDOWS上開發應用軟件，為開發人員提供了大量的接口和軟件包，使得在WINDOWS上開發應用軟件變得很方便，也將低了開發成本。使得應用軟件的客戶群與WINDOWS系統的客戶群相聯結，擴大了各自的市場范圍。

四、小結

商業生態系統理論有著廣泛的應用價值。如果在實質上區別不同類型的商業生態系統，會使得相關應用戰略更能夠體現各自范圍內的不同應用條件和不同要求，使得商業生態系統的應用戰略更有效和更具可行性。

本文試圖分析商業生態系統的類型，指出商業生態可以分為價值鏈、價值網絡型商業系統和市場聯結型商業系統（如表所示），并分析了各類商業生態系統在形成和構建方面的基本特點。兩類生態系統在作用和構建方面存在重要的區別。不加區別地研討商業系統，會使得相關的分析框架和構建策略不適用于所有類型的商業生態系統，也會由于缺乏針對性，而使得相關戰略和應用不能具體和深入。

參考文獻：

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篇2

2.1　生態系統服務的定義

生態系統服務是20世紀90年代以來生態學界廣泛使用的一個重要概念。目前，學術界廣泛引用的生態系統服務的定義主要有3個：

(1)生態系統服務是自然生態系統及其組成物種得以維持和滿足人類生存的條件與過程。它們能夠維持生物多樣性和各種生態系統產品(比如海產品、草料、木材、生物燃料、天然纖維，以及許多醫藥和工業產品及其生產原料)的生產[3]。

(2)生態系統產品(比如食物)與服務(比如同化廢棄物)是指人類直接或者間接地從生態系統功能當中獲得的各種收益[4]。

(3)生態系統服務是指人類從生態系統獲得的各種收益[5]。它們包括生態系統在提供食物和水等方面的供給服務，在調控洪水和疾病等方面的調節服務，在提供精神、消遣和文化收益等方面的文化服務，以及在養分循環等方面維持地球生命條件的支持服務。在這3個定義的基礎上，許多學者結合各自的研究又提出了一些不同的定義。

從生態系統管理的角度，Wallace基本認同千年生態系統評估(簡稱MA)提出的定義，但在具體理解上卻存在一定的分歧。作為人類從生態系統獲得的收益，Wallace認為生態系統服務是生態系統管理設定的目標和預期取得的成果，應當根據生態系統的結構與組分定義生態系統服務[6]。Wallace定義的生態系統服務主要包括食物、水、木材，以及文化價值等人類直接消費的生態資源。他強調生態系統過程不是生態系統服務，而是生態系統服務的生產方式，生態系統管理正是通過對生態系統過程的干預來獲得預期的生態系統服務。對比可知，MA定義的調節水資源和調節氣候等調節服務以及光合作用和土壤形成等支持服務，大多不屬于Wallace定義的生態系統服務的范疇。

從構建環境核算與績效體系并且最終建立綠色GDP的角度，Boyd等認為生態系統服務是核算人類從自然界獲得的收益的合適單位，但是“生態系統服務”的外延過于寬泛，因而提出了“終端生態系統服務(final ecosystem services)”，并把它定義為“人類為創造福祉而直接使用或者消費的自然組分”，“終端”的含義是指生態系統的最終貢獻[7,8,9]。他們強調終端生態系統服務是指人類直接使用或者消費的自然界的最終產品，主要包括2層含義：

(1)生態系統服務是生態系統的最終產品，不包括大量的中間組分與過程，這一點與Wallace的觀點相似。

(2)生態系統服務是生態產品，不包含勞動力和其他非生態要素，因此它又不同于人們通常消費的經濟產品。另外，和Costanza、MA以及Wallace的觀點不同，Boyd等認為生態系統服務不是收益，它們只是收益的生產要素。

從制定決策的角度，Fisher等認同Boyd等提出的生態系統服務應當是生態事物的觀點，但不同的是他們認為不管是生態系統的組成要素還是生態系統過程，不管是直接的還是間接的，只要是創造人類福祉所使用的，生態系統的各個方面都可稱為生態系統服務，即生態系統服務是人類為創造福祉而直接或者間接使用的生態系統的各個方面[10,11]。

綜上可知，生態系統服務是以生態系統對人們的收益而定的，學術界對它的認知并不完全一致。根據不同的角度，有的學者認為它是收益，有的學者認為它不是收益；有的學者認為它包括生態系統過程，有的學者認為它不包括生態系統過程。需要說明的是，如果把生態系統服務定義的比較“嚴格”，就可能忽視或者漏掉對于人類的長遠福祉更加重要的關鍵的生態系統過程，而如果定義的比較“寬泛”，就可能增加操作的難度。因此，在使用生態系統服務這一概念的時候，應當根據具體目的給出明確的定義及內涵。

2.2　生態系統服務的分類

和定義生態系統服務的情況相似，生態系統服務的分類也存在多種不同的形式。目前，比較有代表性的分類包括：

(1)De Groot等從生態系統功能的角度提出的生態系統服務分類。他們把生態系統功能定義為“生態系統的自然組分與過程提供可以直接或者間接地滿足人類需求的產品與服務的能力”，并把生態系統功能分為4大類和23項具體的功能，進而劃分了和每項功能相對應的生態系統服務[12]。

(2)MA的分類。MA是把生態系統服務劃分為4個一級類別，30個二級類別和37個三級類別，它是主要根據生態系統功能但同時也考慮了人文收益等因素，具有綜合分類的特點[1]。

(3)謝高地等根據我國民眾和決策者對生態服務的理解狀況提出的生態系統服務分類。他們是將生態服務劃分為供給服務、調節服務、支持服務和社會服務4個一級類別，初級產品提供、淡水供給等14個二級類別，以及食物生產、原材料生產等32個三級類別[13]。

(4)Wallace的分類。他是根據和特定的人文價值相對應的各種需求進行劃分的，也就是基于人文價值的生態系統服務分類。它屬于人類中心主義的范疇，因此沒有考慮生態系統及其服務的內在價值。需要說明的是，這一分類中與社會文化價值有關的生態系統服務實際上是從MA的分類中借用過來的，它們的組織與安排尚需進一步探討[6]。

(5)張彪等提出的基于人類需求的生態系統服務分類：他們是首先把人類需求分為物質需求、安全需求和精神需求3個層次，然后劃分了和這3個層次的需求相對應的3類和12項服務[14]。此外，Boyd等根據人類從生態系統獲得的收益(通常包括消遣、美學享受、商業型和自給型的收獲品、危害規避、人類健康，以及對生物多樣性的享用等)提出了一個示例性的分類，他們是分別劃分了與各種收益相對應的終端生態系統服務[8,9]。受篇幅限制，本文僅給出MA的分類作為示例(見表1)。

關于生態系統服務的分類，作者認同Fisher等的觀點，即生態系統服務分類應依據生態系統與生態系統服務的特征以及研究目的而定，因此不會存在適用于多種情境的普適性生態系統服務分類[11,15]。每一種分類都包含特定的動機并有特定的適用情境，比如De Groot等的分類緊密結合生態系統功能，適用于生態系統服務方面的機理研究；MA的分類和謝高地等的分類具有綜合性，易于理解和接受，因此更加適用于生態系統服務方面的教育和傳播知識。

3　生態系統服務的重要特征

目前，人們已經認識到關乎人類福祉是生態系統服務的核心特征。但除此之外，生態系統服務還具有一些生態與經濟方面的重要特征。

(1)復雜性。生態系統是具有反饋、時滯與嵌套特征的復雜系統。對于生態系統與生態系統服務的動態變化，人類的認知尚處于初級階段[16]。首先，對于有些生態系統服務，目前還不能直接測定，而是使用一些指標[11]。比如，對于森林提供的碳蓄積服務，還不能直接測定蓄積的碳的數量，而是一般使用森林面積來代替。由于森林類型、林齡以及結構的差異對碳蓄積過程具有顯著影響，從而使得僅由森林面積得出的碳蓄積服務不夠精確。第二，受隨機因素、內在和外在因素的影響，生態系統服務的存量或者流量具有變異性[5]。生態系統與生態系統服務的變異性，在一定范圍內是可以預測的，但是一旦超過某一臨界閾就會變得難以預測。比如20世紀90年代早期，加拿大紐芬蘭漁場的鱈魚資源由于過度捕撈突然枯竭，從而導致開發經營了數百年的漁場被迫關閉[1]。臨界閾現象是生態學界研究的重要問題，但由于其復雜性這方面的進展似乎并不順利。抵抗力和恢復力是目前研究生態系統服務的變異性的2個常用指標，前者是指生態系統服務的生產與供給在發生不可逆轉的變化之前，對干擾的最大承受能力；后者是指在干擾去除之后，生態系統服務的生產與供給恢復到干擾之前的水平所需要的時間。第三，生態系統服務一般具有不確定性[17,18]，比如河流上游生態系統對下游的洪水調節，這類服務與洪水的發生與否、級別大小以及受益人群的社會經濟狀況具有很大關系。再如，海濱濕地的防護服務與風暴的發生概率以及海濱地區的人口與經濟社會狀況有關。

(2)尺度特征。生態系統服務的尺度是指生態系統服務在空間與時間上所涉及的范圍。一方面，生態系統服務來源于不同的空間與時間尺度上的生態過程或者生態系統。Costanza指出，根據生態系統服務的空間特征可以把文獻。因此，尺度分析對于揭示生態系統管理中不同利益方的利益所在，進而制訂各利益方都能接受的管理方案至關重要。

(3)公私物品特征。在經濟學中，競爭性和排他性是描述公私物品特征的2個重要指標。所謂競爭性是指一方對生態系統服務的使用或者消費會降低或者減少另一方的使用或者消費；而排他性則是指一方可以排斥另一方對生態系統服務的使用或者消費，比如一家在自己田地里種植的作物，另一家未經允許就不能收割。Fisher等指出，根據競爭性和排他性可以把生態系統服務劃分為4大類[11]：第一類是私有物品，比如糧食和木材等，它們的使用或消費具有競爭性和排他性；第二類是公共物品，比如凈化空氣和調節氣候等，它們的使用或者消費不具有競爭性和排他性；第三類是公共資源，比如公海的魚類等，它們的使用或者消費雖然具有競爭性但卻不具有排他性；第四類是俱樂部產品，比如申請了專利的生物信息產品，它們的使用或者消費雖然不具有競爭性但卻具有排他性。

事實上，一般物品都是不同程度的公私混合物品，生態系統服務也不例外，而且公私性質會隨生態系統與社會系統以及它們之間的相互作用的變化而變化。比如一般情況下公海的魚類資源是不具有排他性的，但是，可以想象在有些情況下國際社會也可能會通過制度與技術壁壘排除某些利益方對公海魚類的捕撈。另外，有些生態系統服務在低水平的使用階段可能不具有競爭性，但是當使用水平達到一定的程度之后也可能會出現競爭，比如在低水平的捕撈階段或者可持續的捕撈階段，沿海的魚類資源是不具有競爭性的，但是，當過度捕撈導致魚類資源大量減少時就會出現競爭[11]。再如，農業生產上的灌溉用水，在水資源充裕的情況下是不具有競爭性的，但是在水資源短缺的情況下也會出現競爭。在生態系統管理中，通過市場機制和權屬制度已經對屬于私有物品的生態系統服務取得了較好的管理效果。但是，對于屬于公共物品、公共資源和俱樂部產品的生態系統服務來說，目前卻尚未得到有效的管理，從而導致了對許多生態系統服務的過度消費以及不合理的開發或者破壞。

(4)收益依賴性。從構建綠色GDP的角度，以及從制定決策的角度，Boyd等對“服務”和“收益”這2個術語的含義作了嚴格區分[7,8,9]。他們認為生態系統服務僅是收益的生產要素，服務不等于收益；除了生態系統服務之外，人類獲得的收益往往還包含勞動力、技術和資金等其他資本的投入。比如，人們通常認為“消遣”是一類生態系統服務，但實際上“消遣”是一種收益而不是服務 ，因為在消遣當中除了生態系統提供的美景與生物多樣性等生態系統服務之外，還需要一定的技術與資金等方面的投入，而且消遣的效果與技術和資金等方面的投入關系很大。雖然從這個角度來說，不能把“服務”等同于“收益”，但是生態系統服務的界定卻對收益具有直接的依賴性，也就是說生態系統的組分、結構與過程究竟是不是生態系統服務，這要以人類得到的具體收益而定。比如某一偏遠的濕地生態系統提供的潔凈水，如果沒有人使用就不是生態系統服務，但如果有人抽取這些潔凈水用于灌溉或者飲用，那么就是生態系統服務，而且抽取的灌溉水或者飲用水就是受益者從中獲得的收益。另外，Fisher等還把生態系統服務劃分為直接服務和間接服務2類。比如對于一個濕地生態系統來說，人們可以從中得到潔凈的飲用水，在這一收益當中，生態系統的養分循環屬于間接的生態系統服務，而生態系統提供的水源則屬于直接的生態系統服務。

自然界中，同一生態系統往往可以為不同的利益方提供多種不同的生態系統服務。比如上面提到的荷蘭的De Wieden濕地，既可以為當地居民提供蘆葦，同時還可以為自然保育者提供珍稀的鳥類。因此，在生態系統服務的價值核算中，認真地分析生態系統服務的收益依賴性至關重要。

4　生態系統服務的供給、需求與消費

生態系統服務的供給、需求與消費是聯系生態系統與人類福祉的3個不可或缺的重要環節。生態系統服務是由生態系統生產的，它的供給主要取決于生態系統的空間范圍、結構與機能，而且往往受到人類活動的不同程度的影響，尤其是人工生態系統更是如此[13,20]。生態系統服務是人類福祉的源泉，生態系統服務的需求就是人類為了創造福祉而對生態系統服務的要求。生態系統服務的消費是指人類生產與生活對生態系統服務的消耗、利用和占用，它容易受到多種因素的復雜影響，比如生態系統服務的供給、價格、收入、偏好、替代品以及人類的需求等，而且由于種種原因通常具有過度利用與濫用、利用不足，以及無償利用等特點[13,21]。

謝高地等根據計量經濟學理論和生態服務研究積累的理論成果，提出以生態服務生產函數、生態服務成本函數作為生態服務生產的主要理論基礎和分析方法，以生態服務消費函數和生態服務效用函數作為生態服務消費的主要理論基礎和分析方法[13]。這一構想為今后研究生態系統服務的供給與消費指明了方向，但是它的實現也面臨著許多挑戰。關于生態系統服務的生產函數，生態學界已經開展了大量的工作并已取得了一定的成果。它們通常是以生物因素、自然因素、地質因素以及土地利用等人文因素作為輸入變量來模擬生態過程，比如土壤侵蝕模型和生產力模型等。但是，生態生產函數的模擬結果只是生態過程或者生態產品，而不一定是生態系統服務，生態系統服務是人們需求與消費的生態過程或者生態產品，這一點通常被人們所忽視。因此，在生態生產函數的基礎上，還應當分析生態系統服務的需求與消費狀況，比如生態系統服務的需求與消費人群，他們的地理分布與社會經濟狀況等。

生態系統服務的供給、需求與消費事關生態保育和社會公平等重大問題。在生態保育方面，當地居民通常偏向于消費或銷售從自然生態系統獲得的各種產品，從而獲得直接的短期收益；而國家或者國際上的利益方則偏向于保護自然生態系統提供的間接的環境服務[19]。在社會公平方面，通常情況下是采取生態系統與生物多樣性保育的部分國家和地區，在以高昂的局地成本提供重要的環境服務，而有些國家和地區在這方面付出的局地成本相對較低，但是，他們卻也同樣享受主要由其他國家和地區實施的保育政策所產生的環境收益[22]，這是有違公平原則的。案例研究表明，由于生態系統服務的測算與評價成本較高，僅依靠市場途徑難以實現生態系統服務的有效配置，為了保護公眾的利益，許多情況下還必須依靠精心設計的政府干預措施[7]。因此，為了實現生態保育和社會公平的雙重目標，應當結合前面介紹的生態系統服務的重要特征，對生態系統服務的供給、需求與消費開展綜合研究，了解生態系統服務在社會不同群體中的分布及變化，從而為生態系統管理提供系統全面的科學依據。

美國斯坦福大學的“自然資產”研究項目開發的“InVEST”模型在綜合研究生態系統服務的供給、需求與消費方面已經做出了開創性的工作[20]。目前，“InVEST”模型已經具有了模擬木材生產、非木材森林產品的生產、水電與灌溉水源等生態系統服務的供給、需求與消費的能力，同時研究人員仍在開發模擬其他生態系統服務的模塊。但是，它的應用在許多地區面臨著數據缺失與質量問題，因為不同生態系統服務的空間尺度差別較大，比如昆蟲的授粉服務大約為方圓1.5km的范圍，對空間數據的精度要求較高，而森林的碳蓄積服務則為全球性的，對空間數據的精度要求較低[20]。因此，要想對生態系統服務的供給、需求與消費開展綜合研究，除了基礎理論與分析方法之外，基礎數據資料庫的創建也是一項急迫的任務[22]。

5　生態系統服務的價值與評估

價值是指某事或某物對使用者設定的目的、目標或者條件的貢獻[5]。不同的學科、哲學觀點和思想學派對生態系統服務的價值的認識各不相同[24]。目前，人們提出的生態系統服務的價值一般包括效用價值和非效用價值2類[5,24]。

5.1　生態系統服務的效用價值與評估

效用價值是根據價值的效用理論提出的，它是建立在人的需求與偏好的基礎之上的。根據效用理論，生態系統服務之所以具有價值是因為人們可以從生態系統服務的實際利用與潛在利用中直接或者間接地獲得一定的效用，從而滿足不同方面的需求與偏好。生態系統服務的效用價值包括使用價值和非使用價值2類，使用價值又分為直接使用價值、間接使用價值和選擇價值。直接使用價值是人們為了滿足消耗性目的(比如對食物、薪柴的利用)或者非消耗性目的(比如對美景的欣賞)而直接使用的生態系統服務所具有的價值；間接使用價值是指為滿足人類直接需求的生態系統服務的生產提供條件的那些生態系統服務所具有的價值，比如土壤形成和光合作用等；選擇價值是指為了本人、他人或者后代在未來能夠選擇利用某些服務而對其采取保護的價值，有時也叫做遺產價值。非使用價值通常也叫做存在價值，它不涉及對生態系統服務的直接的或者間 接的使用，而是指單純從某些生態系統服務的存在中獲得的滿足。比如有人從來沒有親眼見到過北極熊，而且今后也從未打算要去參觀北極熊，但是他(或者她)仍然能夠從得知北極熊的確實存在中獲得滿足，這就是他(或者她)賦予北極熊的存在價值[24]。

關于效用價值的評估，一般是根據經濟學中的支付意愿對生態系統服務的效用進行評估。目前，學術界已經提出了揭示對生態系統服務的支付意愿的許多經濟價值評估方法，但每一種方法都有其優點和缺點[24-30]，應當根據具體情況選擇使用。需要強調的是，各人從生態系統服務獲得的效用取決于他(或者她)的需求與偏好，效用價值與個人需求關系極大。目前，在計算社會獲得的效用時一般是按照等權重原則將社會中每個人獲得的效用進行合計，對于評價民眾并不熟悉的生態系統服務來說，這一做法已經引起了部分學者的質疑。但是，除了等權重之外究竟應當如何確定社會中不同成員的效用權重著實也是一個非常困難的問題[24]。

目前，生態系統服務的效用價值評估仍然存在一些薄弱環節。比如已經開展的評估大多是對特定生態系統服務的總價值的評估，而對邊際價值的評估較少[24,25]。事實上，對于有些生態系統服務的管理來說，邊際價值的意義或許比總價值更加重要，比如作為瀕危物種的棲息地，自然保護區的邊際價值的變化對于確定保護區的范圍大小至關重要。此外，以往對特定生態系統提供的一系列相互依賴的生態系統服務的全面評估，以及針對特定生態系統在不同的管理體制下所提供的生態系統服務的價值變化所開展的評估相對較少，但恰恰正是這些類型的評估才能為局地、國家以及全球層次上的決策者提供權衡利弊的相關信息[22]。因此，今后應當加強以上這些方面的生態系統服務的效用價值評估。

5.2　生態系統服務的非效用價值與評估

生態系統服務的非效用價值主要包括生態價值、社會文化價值和內在價值[5]。生態價值來源于生態系統內部不同組分之間的因果關系，它是某一物種或組分在維持其他物種或整個生態系統的生存方面所具有的價值。也就是說，生態系統的組分、結構與過程作為生態系統服務不僅可以滿足人類的需求與偏好，而且在維持自然界的生命支持過程中也具有不同的作用。比如植被在控制侵蝕方面的作用，微生物對廢棄物的分解在養分循環方面的作用。在生態破壞日益嚴重的形勢下，保護區的選取以及生態系統服務可持續利用的最低安全標準的確定，都需要生態價值方面的有關信息[5,17,19]。生態系統服務的生態價值主要是通過生態學上的有關指標進行評估，比如物種多樣性、生態系統的完整度，以及表征生態系統健康狀況的指標等。

生態系統服務的社會文化價值是指許多人根據不同的世界觀或者倫理、宗教、文化和哲學方面的自然觀與社會觀，把他們生活和依存的生態系統作為其社會文化認同的重要組成部分，從而認為這些生態系統及其服務具有不同的社會文化價值[5,25]。比如，作為華夏文明的搖籃，中原地區的黃河流域承載著厚重的炎黃文化。社會文化價值的評估一般是通過審議式的或者“群組”式的意愿調查價值評估程序，把相關利益方的民眾或者代表召集在一起，根據經濟價值評估的原則對生態系統服務的社會文化價值進行審議和評估[5]。但是，由于涉及對社會文化的認同，因此一般的效用方法并不能估算出真實的社會文化價值。

生態系統服務的內在價值是生物中心論者提出的獨立于人類需求之外的價值，是生態系統服務本身內在固有的、不因外在于它的其他相關事物而存在或改變的價值，它是建立在許多文化世界觀和宗教世界觀的基礎之上的[5]。比如在美國一些印第安人的文化世界觀中，他們認為動物和植物以及自然界的其他事物都具有親緣關系，來源于共同的母親(大地)和父親(天空)，因此它們和人類一樣具有內在價值。對于生態系統服務的內在價值來說，雖然不能采用經濟價值評估方法，但是可以根據社區、國家或者國際層次上的有關法規以及宗教的教規對違反者的有關處罰或者制裁進行評估。比如根據野生動物保護法對非法獵殺野生動物的處罰與制裁的嚴厲程度，可以作為不同級別的野生動物的存在價值的評價依據。

綜上可知，生態系統服務具有效用價值和非效用價值方面的多重價值屬性。在生態系統服務的管理決策中，效用價值和非效用價值具有相互補充與制衡的作用，比如對自然生態系統的開發利用不僅要考慮效用價值方面的成本與收益是否合算，而且還要考慮是否違反物種與生態系統的生態價值、社會文化價值和內在價值方面的有關法規。因此，生態系統系統服務的價值評估應當構建和使用多準則的綜合價值評估體系。

6　結論

綜上所述，本文主要得出以下幾點結論：

(1)生態系統服務是以生態系統對人們的收益而定的，學術界對它的認知并不完全一致。因此，在使用生態系統服務這一概念的時候，應當根據具體目的給出明確的定義及內涵。

篇3

文獻標識碼：A 文章編號：16749944（2017）10011605

1 引言

生態系統服務是指生態系統在生態過程中為維持系統本身正常運作以及人類生產、生活持續進行的自然環境條件和物質基礎[1，2]，包括光合作用、生態產品（食物等生物資源）和生態服務（污染物運移、凈化）等，其時空特征直接關系到區域社會經濟的可持續發展和生態環境質量的健康程度。20世紀90年代以來，生態系統服務價值的定量評估逐漸成為國內外生態經濟學和環境經濟學研究領域的熱點問題[3，4]。

土地利用類型直接表征出人類活動對生態系統服務的利用方式，其景觀格局與過程也直接體現出生態系統的時空差異與服務價值量的區域性。近年來，國內外學者已從不同的尺度開展了土地覆被變化背景下的生態系統服務價值評估研究，在生態系統價值理論、主要生態系統功能和生態系統價值評估方法等方面取得了重要進展。如Costanza等[5] 首次明_了生態系統服務價值估算的原理及方法，并利用生態經濟學方法對各類生態系統價值進行定量化；Hein等[6]構建了增強的生態系統服務的估值框架，分析生態系統服務價值的空間尺度效應；謝高地等[7]采用專家問卷調查法對Costanza 等提出的評價模型進行改進，對單位面積生態系統服務價值當量進行調查，建立了中國陸地生態系統單位面積服務價值表；宋佳楠等[8]利用區域社會經濟生態協調系數對傳統的生態系統服務價值測算模型進行修正；唐秀美等[10]根據不同生態區位賦予不同的生態區位系數，實現對用地類型的生態服務價值的修正；石等[10]利用中國1999～2008年土地利用和GIMMS遙感影像的NDVI數據，計算和分析了近10年內中國陸地生態系統服務功能價值的時空變化；以往研究表明，我國生態系統服務價值研究雖起步較晚，但其評估尺度廣泛、類型多樣，主要涵蓋某一區域范圍或單一生態系統的生態系統價值評估，即多集中于國家、省級、流域尺度[11～13]、森林[14]、草地[15]、河流[16]等生態系統上，但對縣域尺度的生態系統服務價值時空特征分析相對較少，評估結果往往不能反映區域差異性。另外，隨著GIS、RS等技術的發展及其在生態系統領域評估中的應用[17]，生態系統服務價值時空特征分析已成為當前主要研究趨勢之一。因此，筆者以貴州省松桃縣2005、2010年兩期遙感解譯影像為例，采用RS和GIS空間分析技術，評價縣域尺度的生態系統服務價值的時空異質性，揭示城市化過程對生態系統服務價值的空間格局影響程度，以期為松桃縣生態環境與社會經濟的可持續發展提供理論支持。

2 研究區概況

松桃縣隸屬于貴州省銅仁市管轄，地跨東經108°35′42″～109°23′30″，北緯27°49′40″～28°30′20″，國土總面積3409 km2，與湖南湘西、重慶市秀山、酉陽毗鄰，是苗族聚居較多的一個少數民族自治縣。全縣地質構造復雜，具有多個皺褶和斷層構造，地勢中部低，東西部高，按照地貌組合特征可分為中山地峽谷、山間盆地、丘陵河谷、中低山溝谷和中低山丘陵等5種地貌，包含1637.9 km2的喀斯特地貌和1223.6 km2的非喀斯特地貌。該縣屬中亞熱帶季風氣候區，受亞熱帶季風氣候的影響，四季分明，徑流密度大，地表年徑流量達25.44億m3，且雨量充沛，年平均降水量為1416 mm，年平均日照達1228 h，但由于地形和海拔（縣域海拔介于285～2494 m之間）的差異，山地小氣候類型多樣，生物多樣性突出，森林植被和中藥材資源豐富。另外，松桃縣社會經濟發展速度較快，城市化水平高，2015年全縣GDP達到103.44億元，三大產業結構比為26.7∶32.7∶40.6，人均GDP為 21132元。

3 數據與方法

3.1 數據來源

以松桃縣1∶50000 地形圖為參考，在ENVI 5.0 軟件支持下分別對2005年、2010年兩期LANDSAT 影像校正，在建立解譯標志的基礎上對遙感影像進行解譯。為便于分析，將研究區的土地利用類型合并為6 種類型： 水田、旱地、林地、水域、草地、建設用地，并以2.5 m高清遙感影像為參照，對解譯的數據進行精度檢驗，三期土地利用分類的總精度和Kappa 指數等均大于0.85，其分類結果達到精度要求。從而得到松桃縣歷年土地利用類型圖。

3.2 研究方法

3.2.1 生態系統價值計算

該研究基于謝高地等[7]提出的中國生態系統單位面積生態服務價值當量，以單位面積農田提供的食物生產服務經濟價值為依據，確定符合松桃縣土地利用/覆被變化背景下的生態系統服務價值計算公式[18]：

ESV=∑AkCk （1）

式（1）中：ESV為生態系統服務價值（元/a）；Ak為第k類土地利用類型分布面積（hm2）；Ck為單位面積的生態系統服務價值（元/hm2?a）。另外，由于耕地劃分為水田和旱地，但兩者的生態系統服務價值量差異明顯，根據以往研究經驗，將耕地的生態價值量以0.6∶0.4的比例分別賦予水田和旱地（表1）；水域對局部空氣調節主要在為大氣提供蒸發量，保障空氣中水汽的穩定性，故以氣候調節價值的50%為水域的大氣調節功能價值，從而得到研究區各類生態系統的價值當量。

3.2.2 時空特征分析

（1）變異系數。變異系數可以衡量松桃縣不同年份生態系統服務價值的空間離散程度，以及不同地區生態系統服務價值的時間離散程度，其計算公式為[19]：

CV=1k1n∑ni=12Ki|K （2）

（2）空間相關性。相關分析可以定量描述兩個變量之間的線性相關程度，明確兩個變量之間的相關方向[20]。研究中采用Pearson 簡單相關系數，以松桃縣生態系統服務價值、不同土地利用類型在時空尺度的變異系數為變量，定量描述縣域生態系統服務價值與其用地變化之間的關聯性系，其計算公式為：

4 結果與分析

4.1 生態系統服務價值的時序變化

根據生態系統服務價值計算公式和各生態系統單位面積的價值當量，計算出松桃縣歷年生態價值量（表2）。由表2可知，松桃縣2005、2010年生態服務價值總量分別為5038.51×104元、5015.23×104元，整體呈下降的趨勢，2005～2010年期間生態系統價值減少共24.12×104元，年均下降率為0.12%。總體而言，松桃縣2005～2010年間水田、旱地、林地的生態服務價值變化趨勢均為逐漸下降，草地的生態服務價值則上升，水域的生態服務價值則保持不變。其中，林地生態系統的服務價值從2005年的4160.34×104元下降至2010年的4125.46×104元，與其他生態系統相比，同期下降幅度最為明顯，在2005～2010年間下降幅度達24.12×104元，年均下降率達到0.12%；水田、旱地作為耕地的重要組成部分，兩者的生態系統服務價值也從525.36×104元下降至522.67×104元，其歷年年均變化率相差不太明顯，如2005～2010年水田下降率僅比旱地下降率相差0.04%，但水田的變化幅度要明顯小于旱地，其因為旱地面積較大，且容易受人類活動的影響，特別是城市邊緣帶旱地占用現象普遍；草地面積的增減主要受旱地撂荒和建設用地占用的影響，2005～2010年間草地面積增加4.27 hm2，對應的生態系統價值增加3.53×104元，年均增長率為0.2%。其因為2005～2010年間城市化水平不斷提升，農業人口轉化成工業人口趨勢明顯，耕地荒廢后成為草地，導致草地面積上升，其生態價值也隨之上升。總之，研究期間土地利用結構的改變對松桃縣生態系統總服務價值產生了較大影響，按價值大小排序為林地>旱地>草地>水田>水域>建設用地，尤其是旱地、水田和水域的變化比較顯著，變異系數均在1.30以上，而林地和草地的變異系數則分別僅有0.50和0.74，基本是其余三者的1/2倍，這也說明林地和草地在松桃縣的生態系統服務價值占有非常重要的作用。

4.2 生態系統服務價值的空間分異

分析采用以鄉鎮為單位的生態系統服務價值來表征區域間的價值差異（表3），從生態系統空間特征來看，2005年間松桃縣生態系統價值較高的鄉鎮是寨英鎮、烏羅鎮和盤信鎮，三者生態系統服務總價值均高于3×104元，其比重比均值也達到7.14%，其次為迓駕鎮、正大鄉等22個鄉鎮，其生態系統服務價值在1.16×104～2.07×104元之間，但其總比重達到73.14%，最后比重較小的是妙隘鄉、九江鄉和大坪場鎮，三者生態系統服務價值的總比重也僅有5.43%。從各個鄉鎮生態系統服務價值的變化特征可以看出，2005～2010年下降率最高的大興鎮，其值從1.88×104元下降至1.83×104元，期間總下降率為2.77%，其次，木樹鄉和長興堡鎮的下降率也達到2.22%以上，其緣于三個鄉鎮的林地或耕地生態系統面積減少，例如大興鎮的林地面積由6150.16 hm2下降至5886.24 hm2，年均下降52.78 hm2，直接導致了整個鄉鎮的生態系統服務價值量的降低。而增長率最高的鄉鎮卻是寨英鎮，其生態系統服務價值增幅達到0.19×104元，比重提升0.34%，也使得其增長率達4.92%。另外，全縣生態服務價值增加的鄉鎮有18個，相應的比重由69.39%增加值69.90%，總體呈上升趨勢。整體而言，松桃縣各個鄉鎮的生態系統服務價值集中于1.72%～4.03%之間，寨英鎮生態系統價值量最高，且呈逐年上升的趨勢，其生態系統服務價值的比重平均值就達8.06%，其次為烏羅鎮、盤信鎮、冷水溪鄉和孟溪鎮等4個鄉鎮，其比重介于5.38%～7.66%之間。

為便于松桃縣各鄉鎮生態系統服務價值的空間差異進行對比，對松桃縣各個鄉鎮的單位國土面積生態系統服務價值進行測算（圖1），并采用自然斷點法對松桃縣各鄉鎮的生態系統服務價值進行分類，同時對各個鄉鎮的數值進行相關性分析，以識別生態系統價值的主要影響部分。從圖2中可以看出，松桃縣單位面積生態系統服務價值量共分為5類，由高到低依次為高值區、較高值區、中值區、較低值區、低值區。其中，東部的鄉鎮（大路鄉-孟溪鎮-普覺鎮以東）單位面積生態系統服務價值多屬于高值區、較高值區，其平均值為18259元/

hm2，西部的鄉鎮（妙隘鄉-大坪場鎮-平頭鄉-沙壩河鄉以西）則以較低值區為主，對應的生態系統平均值僅有16767元/hm2，比東部地區鄉鎮少8.17%。

從2005～2010年間，高值區、較高值^、中值區的鄉鎮在數值上存在一定的變化程度，但其隸屬的價值區并未發生變化，而較低值區、低值區的鄉鎮則變化明顯，松桃縣較低值區的鄉鎮由9個擴展到11個，長興堡鎮和迓駕鎮由中值區轉化成較低值區。

生態系統服務價值與土地利用相關性分析（表4）表明，各個鄉鎮之間的生態系統價值與林地的相關性最為緊密，兩者相關系數的歷年平均值為0.991。其次為水域、水田和草地，三者的平均相關系數分別為0.405、0.460、0.258，最后旱地的相關系數僅有0.015。這說明林地、水域等單位價值當量大的生態系統服務價值，其面積大小直接決定了區域生態系統價值總量。

5 結論與討論

在融合RS和GIS技術的基礎上，對松桃縣2005年、2010年同時結合以往研究成果，從土地利用/覆被變化的視角，分析松桃縣生態系統服務價值的空間特征，得出以下主要結論。

（1）松桃縣生態系統服務價值總量在2005～2010年間整體呈下降趨勢，且下降速度較快。10年間生態系統服務價值由2005年的5038.51×104元下降至2010年的5015.23×104元，下降幅度達24.12×104元，其直接原因在于林地和耕地面積的減少，導致林地、耕地生態系統價值量降低。另外，旱地、草地面積的大幅較少，也加劇了全縣生態系統服務價值的下降，由此可見，區域內各生態系統功能彼此密不可分，土地利用方式的改變是不可忽視的因素。

（2）結合2005～2010年各鄉鎮的生態價值量空間特征發現，松桃縣生態價值量較大的鄉鎮為寨英鎮、烏羅鎮、盤信鎮、冷水溪鄉、孟溪鎮等5個鄉鎮，這些鄉鎮的歷年生態服務價值總量均超過5.38×104元，特別是寨英鎮的年均生態服務價值達到8.09×104元，為全縣生態服務價值量最高的鄉鎮。從各鄉鎮的價值密度（單位國土面積生態價值量）來看，寨英鎮、烏羅鎮、冷水溪鄉、孟溪鎮等6個鄉鎮是價值密度較大的鄉鎮，妙隘鄉、大坪場鎮等鄉鎮既是價值密度低的地區，這表明價值密度是區域生態服務價值質量、數量的直觀反映，生態服務價值直接決定生態密度。

（3）基于土地利用、覆被變化的生態系統服務價值評估，提供了一種評價生態系統健康質量或生態服務優劣的簡易方法，對區域生態環境決策提供重要參考，但由于生態系統服務既受到土地利用、覆被格局變化的影響，也受到生態系統健康程度或生產力的影響，因此，單純從土地利用類型面積的角度，分析生態系統服務功能是明顯不足的，如疏林地與有林地以及喬木林與灌木林的生態服務差別， 此因素也對生態系統服務價值變化的影響不可忽視。這也是研究中不足的地方，下一步將針對不同生產力的生態系統的服務價值進行計算，以分析人類活動對生態系統服務功能的影響，實現區域社會效益、經濟效益、生B效益相協調發展。

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篇4

我國的生態補償實踐始于20世紀70年代。四川青城山的保護區生態補償可看作我國較早的生態補償實踐之一[1]。1998 年,長江流域的特大洪水對我國片面追求經濟增長的不可持續的發展方式敲響了警鐘,中國的生態環境建設已刻不容緩。在這一宏觀背景下,我國啟動了以退耕還林、天然林保護為代表的一系列大型生態環境建設工程,涉及范圍之廣,政府投入力度之大,史無前例,我國政府主導的生態補償實踐隨之全面展開。21世紀以來,生態補償的研究與實踐已經擴展到包括森林、濕地、草地、流域、礦產、自然保護區、海洋、農田、公路建設、區域和土地征用等在內的越來越廣泛的領域,生態補償的內涵也在實踐中不斷豐富和發展。但是,對生態補償基本概念、補償標準、政府的作用等生態補償重要問題的認識和理解不一,影響了生態補償的實施效果。本文在查閱大量文獻和深入調研的基礎上,基于人類活動對生態系統作用類型分析,得出生態補償的基本概念,闡述了生態補償標準制定中受益或受損的生態系統服務價值和受損成本的計算方法;列舉了生態補償中政府介入的領域及作用,簡要說明政府不是生態補償利益相關方的原因,以期為我國的生態補償實踐提供一定的理論支持。

1 人類活動對生態系統作用類型分析

當代某一人群的活動作用于生態系統,可能會引起一定程度的生態系統結構和功能的改變,導致生態系統服務的變化,該變化可能會對當代其他人群產生一定的影響,從而使當代人群之間因享有的生態系統服務的變化而產生一定的相互關系。同時,當代人類活動對生態系統結構和功能的改變,會使后代人享有生態系統服務的機會發生變化,從而使當代人和后代人因生態系統這一共同的載體而聯系在一起。上述人類活動對生態系統的作用涉及當代人與生態系統、后代人與生態系統、當代人與人之間和當代人與后代人之間的錯綜復雜的相互關系;更由于價值取向、權利分配和倫理道德等因素的影響,使得人類活動對生態系統的作用愈加復雜。人與生態系統和人與人之間關系的研究是一項巨大的系統工程,非本篇文章所能闡明。為探索生態補償問題而分析人類活動對生態系統作用類型,有必要設置一定的假設條件,將某些因素(或許是非常重要的因素)界定在研究邊界之外,在此前提之下,方有可能展開本文的分析。

假設條件1:研究對象是具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務。 2003年,在由聯合國和相關機構發起和贊助的國際合作項目“千年生態系統評估(Millennium Ecosystem Assessment)”中,將生態系統服務定義為:人類從生態系統中獲得的各種收益。該定義把自然生態系統和人工生態系統都作為生態系統服務的來源,使用“服務”這一術語來概括人類從生態系統獲得的有形收益和無形收益。生態系統服務只有一小部分能夠進入市場被買賣,該部分生態系統服務具有非公共物品屬性,按照供求關系所確定的價格進行交易,不存在補償的問題。大多數生態系統服務屬于公共物品或準公共物品,無法進入市場,對其的恢復、維持、改善、保護和利用通常會使相關各方利益關系扭曲,應該通過某種手段使利益相關方利益均衡;同時,屬于公共物品或準公共物品、無法進入市場的生態系統服務仍然是可以描述、測度和估價的[2]。所以,本文以具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務為研究對象,探索通過補償手段,使相關各方利益均衡的可行之道。

假設條件2:人類利用既定生態系統服務的權利均等。即當代人之間、 當代人與后代人之間具有同等的利用生態系統服務的權利。

假設條件3:不考慮對后代人的影響。因為在當代,后代人缺位,當代 人無法得知后代人對生態系統服務的價值取向。只要在滿足當代人需求的同時,能夠恢復、維持和保護生態系統,后代人便可以擁有同當代人均等的利用生態系統服務的機會,實現人類對生態系統服務的可持續利用。因而,以下僅分析當代人類活動對生態系統服務的影響。

假設條件4:人類活動對生態系統服務的作用分為恢復、維持、改善、 保護和利用5種方式。對生態系統服務的利用對應著從生態系統中獲取物質和能量,包括在生態系統閾值之內的利用行為和超過生態系統閾值、對生態系統的破壞行為兩個層面,對生態系統相對有害;恢復、維持、改善和保護生態系統服務則需要向生態系統輸入物質和能量,對生態系統相對有利。其中,對生態系統服務的恢復、維持和保護能夠使人類(當代人之間、當代人與后代人之間)利用生態系統服務的機會均等。對生態系統服務的改善可以使當代人享用更好的生態系統服務,但也意味著在一定程度上對生態系統結構和功能的改變,但這種改變一般不會超過生態系統閾值且容易逆轉,假如后代人對生態系統服務的價值取向與當代人不同,后代人可以相對容易地將生態系統恢復到原有的水平。如植樹造林對當代人來說是對生態系統服務的改善,如果后代人不這樣認為,可通過大規模的砍伐將生態系統服務恢復到原有水平。因而,生態系統服務的改善對當代人有利,不會危及后代人對需求的滿足。

王興杰等:生態補償的概念、標準及政府的作用中國人口•資源與環境 2010年 第5期 假設條件5:全體當代人分為當代人群A和當代人群B,且A≠B。

假設條件6:當代人類活動作用于生態系統過程中,能夠明確地界定出 受益者和受損者。

在上述假設條件下,當代人群A的某種活動作用于生態系統,在人力(人類向生態系統輸入或獲取物質和能量)和自然力(生態系統自我維持和調節)的綜合作用下,對生態系統服務的影響將出現如下4種可能的結果:第一,當代人類活動對生態系統服務沒有影響;第二,當代人對生態系統施加有利影響,使生態系統服務維持或在原有基礎上提高;第三,當代人對生態系統施加的不利影響未超過生態系統閾值,但生態系統服務在原有基礎上下降;第四,當代人類活動對生態系統的不利影響超過生態系統閾值,生態系統發生次生演替。上述4種結果作用于當代人群B,將對B產生不同的效應。以下針對上述4種結果,分析當代人群A對生態系統的作用及相應的生態系統服務對B的作用效果。

1.1 當代人類活動對生態系統服務沒有影響

類型1:當代人群A向生態系統輸入(或獲取)物質和能量,實 施了對生態系統有利(或有害)的行為。由于生態系統具有自我調節和自我維持的能力,在人力和自然力的共同作用下,生態系統不發生變化,從而當代人群B享有的生態系統服務不變。在此情景下,雖然存在受損者(向生態系統輸入物質和能量)或受益者(從生態系統中獲取物質和能量),但由于生態系統服務不變,A對生態系統的作用對B不產生影響,從而A和B之間不存在補償的關系。該情景或可稱為自然生態補償[3]。如A在非生態敏感區栽植或砍伐一棵小樹而受損或受益,但一棵小樹的增減對當地生態系統幾乎沒有什么影響,B所享有的生態系統服務幾乎沒有變化。A和B之間不存在補償問題。

類型2:當代人群A對太陽能、風能、潮汐能等恒定性資源的開發和對陽光 、空氣等非競爭性、非排他性環境的利用,不影響生態系統服務質量,也不會影響他人對該類資源和環境的利用,不用承擔任何責任和義務。既不存在人類對自然的補償,也沒有受益者和受損者之間的補償。

① 維持也看作有利行為,因為維持也需要投入物質和能量。如果沒有上述物質和能量的投入,生態系統服務可能會下降。

② 該額外的生態系統服務是人力和在人力作用下由自然力所產生的生態系統服務之和。1.2 當代人對生態系統施加有利影響,使生態系統服務維持或在原有基礎上提高所謂有利影響,是指當代人恢復、維持、改善和保護生態系統,使生態系統服務維持①或在原有基礎上有所提高。假設當代人群A投入成本α(包括直接成本、機會成本和發展成本),向生態系統輸入物質和 能量。在人力和自然力的共同作用下,生態系統服務H恢復、維持或在原有的基礎上提高,A因投入成本α而受損。

生態系統服務具有公共物品屬性,難以避免“搭便車”行為;同時生態系統服務可以自由流轉。當存在生態系統服務空間流轉時,隨著A、B所處空間位置的不同(見圖1)和生態系統服務流轉程度和影響范圍的不同,A的投入所帶來的額外的生態系統服務②可能對當代人群B產生不同的影響,即 A的行為具有外部性。由于生態系統服務維持或提高,B至少不會受損。所以,只存在B受益和不變兩種情況。

在A受損,B受益,H維持或提高的情況下,因A和B對生態系統服務的競爭性和非競爭性利用而區分為類型3和4。

類型3:A受損,B受益,H維持或提高,并假設B對生態系統服務的利用會減 少A所享用的生態系統服務價值,即A和B對生態系統服務的利用具有競爭性。則:①當A、B同區時(見圖1),B人群享用到的生態系統服務價值提高為ω人,由于B的利用而導 致的A的生態系統服務價值損失為ν人,利益相關方為A,B;②當生態系統服務擴展到B1 時(見圖1),B人群中只有B1人群享用到增加的生態系統服務價值ω人B1,A的生態 系統服務價值損失為ν人AB1,利益相關方為A,B1;③當生態系統服務流轉到A1和B1時(見圖1),B1人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人A1B1,A1和A2人群損失 的生態系統服務價值分別圖1 A、B空間位置圖

Fig.1 Spatial positon of A and B為ν人A1B1和ν人A2B1,利益相關方為A1,B1;④當生態系 統服務擴展到A1和B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人A1B,A1和A2 人群的生態系統服務價值損失分別為ν人A1B和ν人A2B,利益 相關方為A1,B;⑤當生態系統服務擴展到A和B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為ω人AB,A人群的生態系統服務價值損失為ν人AB,利 益相關方為A,B;⑥當生態系統服務跨區由A流轉到B時(見圖1),B人群享用的增加的生態系統服務價值為 ω人,A人群的生態系統服務價值損失為u人,利益相關方為A,B(見表1) 。理論上講,如果沒有受損者的投入,受益者就享用不到增加的生態系統服務價值。為使利益均衡,受益人群應依據其享用的額外增加的生態系統服務價值,受損人群依據其額外受損的成本和生態系統服務價值,由受損方對受益方實施補償。 流域上下游生態補償基本體現了類型3所述內容。流域上游植樹造林、保持水土、改善環境而投入成本,使流 表1 A和B對生態系統服務的利用具有競爭性

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

相關方Stakeholders生態系統服務流轉及影響范圍

Transfer and influence range of ecological system serviceA B同區A+B1A1+B1A1+BA+BA到BBB1價值增加B2價值增加ω人ω人B10ω人A1B10ω人A1Bω人ABω人A成本損失A1價值損失A2價值損失αν人αν人AB1ανA1B1νA2B1αν人A1Bν人A2Bαν人ABαu人

① 該額外的生態系統服務是人力和在人力作用下由自然力所產生的生態系統服務之和。 域生態系統服務得以改善和提高;流域下游享用到了上游投入所增加的生態系統服務。隨著生態系統服務的流轉和影響范圍的變化,上游可能產生生態系統服務價值的損失,下游應依據享用的額外的生態系統服務的價值對上游投入的成本和損失的價值實施補償。如閩江、九龍江流域上下游各設區市通過協商、簽訂協議等方式,以保護流域水環境、改善水質、保障生態需水量為考核要求,實施上下游生態補償機制。流域下游的福州、廈門、三明、南平、漳州、龍巖6市政府每年共出資4 000萬元,通過上下級財政結算上繳省財政,用于補償上游地區為保護水源、治理污染承擔的成本。

類型4:A受損,B受益,H維持或提高,并假設B對生態系統服務的利用不會 對A所享用的生態系統服務價值產生影響,即A和B對生態系統服務的利用具有非競爭性。則:①AB同區、A+B和A到B三種情況下,B人群享用的生態系統服務價值增加為ω人,A 人群沒有生態系統服務價值損失,利益相關方為A,B。②A+B1時,B1人群享用的生態系統服務價值增加為ω人AB1,B2人群沒有生態系統服務價值增加,A人群不產生價值損失,利益相關 方為A,B1。③A1+B1時,B1人群享用的生態系統服務價值增加為ω人A1B1, B2人群沒有生態系統服務價值增加,A1人群不產生價值損失,A2人群的價值損失為ν人A2B1,利益相關方為A1,B1。④A1+B時,B人群享用的生態系統服務價值增加為ω人,A 1人群不產生價值損失,A2人群的價值損失為ν人A2B,利益相關方為A1,B(見表2 )。與情景3同理,受益人群應依據其享用的額外增加的生態系統服務價值,對受損人群的成本和額外的生態系統服務價值損失實施補償。 我國三北及長江流域等重點防護林體系建設工程、京津風沙源治理工程、天然林保護工程、森林生態效益補償、自然保護區生態補償、退耕還林工程中的生態補償等基本體現了類型4的內容。特定人群A的投入使B受益,但B對生態系統服務的利用一般不會對A所享用的生態系統服務價值產生影響。

類型5:A受損,B不變,H維持或改善。即A的行為導致的額外的生態系統服 務提高對B沒有影響,生態系統服務得以維持和改善。這種情況可看作A為了生態系統服務的維持或改善而自覺約束自身的行為,并投資于生態環境系統,是A為了獲取良好的自然生態環境而對生態系統的自愿投資。

1.3 當代人對生態系統施加的不利影響未超過生態系統閾值,但生態系統服務在原有基礎上下降假定當代人群A從生態系統中獲取物質和能量,在人力和自然力的共同作用下,生態系統服務在原有的基礎上下降,但人類活動對生態系統的影響未超過生態系統閾值,生態系統可恢復。A因對生態系統服務的開發而受益δ。由于生態系統服務的公共物品屬性,A的開發造成的額外的生態系統服務①下降就可能對當代人群B產生影響,即A的行為具有外部性。降低的生態系統服務作用于當代人群B,使B至少不會直接受益。但是B可以通過與A的某種交易而間接受益。因而,B可能存在受益、受損和不變3種類型。A的行為導致的生態系統服務下降也會使A所享有的生態系統服務受損,但顯然其損失的生態系統服務價值不應得到補償。生態系統服務空間流轉對A和B的影響與類型3和4基本類似,在此不再分析生態系統服務空間流轉的影響。

類型6:B受益,H受損。A和B之間應存在著一定的交易,使雙方都受益,但 卻使H受損,利益相關方為A和B。假定B的受益為ζ。為了使H恢復,A和B必須分別依據 其獲利δ和ζ,支付一定的恢復費用,由A,B或委托他人實施生態系統服務恢復行為。

排污權交易制度可看作類型6的典型案例。A和B

表2 A和B對生態系統服務的利用具有非競爭性

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

相關方Stakeholders生態系統服務流轉及影響范圍

Transfer and influence range of ecological system serviceA,B同區A+B1A1+B1A1+BA+BA到BBB1價值增加B2價值增加ω人ω人AB10ω人A1B10ω人ω人ω人成本損失ααααααAA1價值損失00A2價值損失00ν人A2B1ν人A2B0u人

首先通過購買等手段,向政府有關部門購得排污權,然后在總量控制的前提下,A和B可以就各自的排污權進行交易,使A,B皆獲利。但即使有總量控制,A,B依然排污,所以A和B依然共同損害了H。由于排污總量控制在生態系統閾值內,生態系統服務可逐步恢復。

類型7:B受損,H受損。由于A的行為,B和H皆受損,利益相關方為A和B。 為恢復生態系統服務并使A,B利益均衡,A應依據其獲利δ,自己投資或向他人支付一 定的費用,實施對H的恢復,通過生態系統服務的恢復彌補B因生態環境受損而造成的損失。

礦產資源開發過程中造成的生態環境問題及其恢復補償可看作為類型7的典型案例。1983年,云南省以昆陽磷礦為試點,對每噸礦石征收0.3元的資源費,用于采礦區植被恢復及其他生態破壞的恢復治理[4]。1989年,江蘇省制定并實施《江蘇省集體礦山企業和個體采礦業收費試行辦法》,規定對集體礦山和個體采礦業開始征收礦產資源費和環境整治基金;1990年,福建省決定對國營、集體和個體煤礦征收“生態環境保護費”。1992年我國政府在《關于出席聯合國環境與發展大會的情況及有關對策》的報告中指出:按照資源有償使用的原則,要逐步開征資源利用補償費,并開展征收環境稅的研究。研究并試行把自然資源和環境納入國民經濟活動核算體系,使市場價格準確反映經濟活動造成的環境代價。1992年廣西自治區開始對鄉鎮集體礦山和個體采礦企業實行排污費征收制度;1993年國務院批準在晉陜蒙接壤地區的能源基地試行生態環境補償政策等[5]。1997年實施的《中華人民共和國礦產資源法實施細則》對礦山開發中的水土保持、土地復墾和環境保護做出了具體規定,要求不能履行水土保持、土地復墾和環境保護責任的采礦人,應向有關部門交納履行上述責任所需的費用,即礦山開發的押金制度[6]。

類型8:B不變,H受損。A獲利,并造成生態系統服務的下降,但由于危害 較小,不對B造成影響,利益相關方僅有A。可以由代表公共利益的政府部門依據其獲利對A采取經濟性懲罰,如罰款,約束和規范A的行為,以可持續提供生態系統服務。

1.4 當代人類活動對生態系統的不利影響超過生態系統閾值,生態系統發生次生演替特定人群作用于生態系統的行為超過了生態系統閾值,導致生態系統的結構和功能的改變,不可能通過人力和自然力的共同作用而恢復,生態系統發生次生演替。可區分為不可更新資源開發活動和生態系統破壞行為兩種類型。

類型9:不可更新資源開發。對于不可更新資源(如礦產資源),A的開發 利用會導致B開發利用的機會減少;同時,由于不可更新資源的不可更新性,一旦開發,不能恢復,原生生態發生次生演替,因而對生態系統服務也存在損害。但限于人類現有生產力水平,對部分不可更新資源的開發又勢在必行。可以收取資源礦區使用費或稀缺性資源租,亦即資源影子價格或資源凈價格,使資源品價格等于資源品邊際生產成本和資源影子價格;同時,隨著時間的推移,礦區使用費須以利率相同的比率增長,使任何時點的資源耗用獲利水平相同,亦即資源耗用的時間機會成本為零[7],以實現不可更新資源的可持續利用。

類型10:生態系統破壞行為。生態系統破壞行為會顯著改變生態系統的結 構和功能,是對生態系統的不可持續利用,屬于生態系統服務開發的嚴格禁止層面;或為維護生態系統服務的穩定或改善而應嚴格限制的行為。應該有強有力的剛性手段,如法律,對生態系統破壞行為進行約束。建國以來,我國在加強資源保護立法方面做了大量工作,已經制定了較為完整的資源環境保護法律法規,明確規定了對人類利用生態環境過程中違法行為實施行政法律懲罰。

隨著全球化進程的加快,當今人類活動已經遠遠超出了一國的范圍,與之伴隨的是日益嚴峻的全球生態環境問題,生態補償領域的國際合作也因之全面展開。主要表現為兩種方式:其一是跨國組織(如各類基金會)發起的生態補償實踐,主要是向特定國家的政府和社區提供資金和技術的援助,開展有利于生態系統結構和功能改善的活動;其二是世界各國通過共同簽署的國際協議而采取統一的行動,按照各國對全球生態系統的影響、發展水平、具體國情等確定各國所應承擔的份額,以保護、恢復、維持、改善和可持續利用全球生態系統。

2 生態補償的概念、標準及政府的作用

2.1 生態補償的概念

通過對上述人類活動對生態系統作用類型分析,解析出生態補償的基本屬性和基本概念:

2.1.1 不屬于生態補償的人類活動(1)未引起生態系統服務變化的人類活動。人類活動要能夠引起生態系統服務的變化A對生態系統服務的維持和保護也可看作為生態系統服務的變化。因為,如果沒有A的投入,生態系統服務就不會維持。,自然生態補償和對恒定性資源及非競爭性、非排他性生態環境的開發利用不屬于生態補償。

(2)破壞生態系統的行為。人類活動對生態系統的作用不能超過其閾值,即在人力和自然力的作用下,生態系統能夠恢復和改善,這種情況下才存在補償的可能。因而,超出生態系統閾值的生態環境破壞行為不屬于生態補償的范疇。

(3)不可更新資源開發利用。由于不可更新資源開發利用后不能恢復,因而不可更新資源的開發利用不屬于生態補償的范疇(但不可更新資源開發造成的受損生態環境的恢復、改善和保護屬于生態補償)。

(4)對具有非公共物品屬性的生態系統服務的開發利用。具有非公共物品屬性的生態系統服務按照供求關系所確定的價格進行交易,相關方利益均衡,不存在補償的問題。

2.1.2 生態補償的必要條件(1)生態補償的作用對象包括當代人和可更新的自然生態環境(包括可更新資源),二者缺一不可。生態補償通過調整人與人之間的關系達到可持續利用生態系統服務的目的。在人類作用于生態系統的某一過程中,只有對人的影響而沒有對生態環境的影響或僅有對生態環境的影響而沒有對人的影響,都不屬于生態補償的范疇。

(2)當代人類活動要具有外部性。生態補償的研究對象是具有公共物品或準公共物品屬性的生態系統服務,當代人群對生態系統的作用要通過對生態系統服務的變化對他人產生外部影響,即要具有外部性。

(3)生態補償要能夠使外部效應內部化。生態補償按照“受益者付費、受損者獲補”的原則,通過合理調整利益相關方的關系,實現外部效應內部化。其中,受損者獲補的依據為其受損的成本(直接成本、機會成本和發展成本)和生態系統服務價值之和;受益者付費的依據為其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所增加的額外的生態系統服務價值。

綜上所述,生態補償是調節相關方的利益關系,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續提供生態系統服務的一種手段或制度安排。具體而言,生態補償是按照受益者付費、受損者得到補償的原則,受益者依據其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所額外增加的額外的生態系統服務價值向受損者支付費用,受損者依據其受損成本(直接成本、機會成本和發展成本)和受損的額外的生態系統服務價值獲得補償,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續利用生態系統服務、促進代內和諧(人與人的和諧,人與自然的和諧)和代際公平的一種手段或制度安排。因而,上述類型3,4,6,7屬于生態補償的范疇,其余不是。

2.2 生態補償標準

理論上講,應分別計算受益者額外受益的生態系統服務價值、受損者承擔的成本和額外受損的生態系統服務價值,作為生態補償標準的依據。

2.2.1 額外受益或受損的生態系統服務價值以當代人群A的投入使生態系統服務維持或提高而導致B受益時,B額外受益的生態系統服務價值或由于B對生態系統服務的利用而使A額外減少的生態系統服務價值的計算過程為例,說明額外受益或受損的生態系統服務價值計算過程:

第一,區分存量價值與增量價值,計算當代人群A對生態系統服務的作用結果。假設生態系統服務原有的總價值為R,即價值存量為R,該部分價值在A投入之前 已經存在。當代人群A的成本投入α使生態系統服務維持或提高,假設維持或提高的價值為μ,則A投入后的生態系統服務總價值Q為存量價值與增量價值之和,即Q=R+μ。計算A的 投入對生態系統服務的作用應首先從Q中將A投入之前已經存在的存量價值R剔 除,只計算由于A的投入而產生的增量價值μ。

第二,區分自然資本與人造資本,計算增量生態系統服務價值μ作用于B的總數額 (或由于B對生態系統服務的利用減少的生態系統服務作用于A的總數額)。增量價值μ 由兩部分組成,其一為A向生態系統輸入的物質和能量與生態系統相結合所形成的人造資本 的價值u人;其二為生態系統在外界干擾下通過自我調節和維持能力而形成的自然資本的價值μ自,即μ是人力和自然力綜合作用的結果,μ=u人+μ自。計算增量生態系統服務價值μ作用于B的總數額應將μ自剔除,僅計算u人。如某地原有的生態系統 服務價值為R,當A投入成本α植樹造林后,森林使該地增加的生態系統服務價值為μ。μ中不僅凝結 了u人(人類勞動)的價值,而且凝結了光、熱、水、土等生態系統對該森林所提供的價值μ自。即只有u人可以歸功于α,而μ自應歸功于自然生態系統(當然,如果沒有α的投入,就不會有μ的產出,可將人類α的投入看作μ產出的前提條件)。同理,假設B 對生態系統服務的利用會使生態系統服務減少,減少的生態系統服務價值為ν,ν=ν人+ ν自,其中ν人是因B的利用而減少的生態系統服務價值,ν自是 由于B的利用引起自然生態系統的調整而減少的生態系統服務價值。計算由于B對生態系統服務的利用減少的生態系統服務作用于A的總數額應將ν自剔除,僅計算ν人。

第三,區分外部性價值與非外部性價值,計算B受益的價值或A受損的價值。上述u 人同樣由兩部分組成,其一為A的投入使B額外受益的價值或A的投入能夠產生外部性 的價值ω外,稱為外部性價值;其二為B沒有享用的價值或A的投入對B沒有產生外部性的價值 ω非外,μ人=ω外+ω非外。因而,計算B受益的價值應僅計 算ω外,不應將B原來享有的生態系統服務價值和ω非外計算在內。同理,ν人也由兩部分組成,其一為A額外減少的生態系 統服務價值或B的行為對A具有外部性的價值為Y外;其二為A原本沒有享 用的價值或B的行為對A沒有產生外部性的價值為Y非外,ν人=Y外+Y非外。因而,計算A受損的價值應僅計算Y外,不 應將A原來享有的生態系統服務價值和Y非外計算在內。

綜上所述,計算B額外受益或A額外受損的生態系統服務價值,應首先從變化后總的生態系統服務價值中剝離出增量價值,然后從增量價值中區分出人造資本的價值,最后從人造資本的價值中提取外部性價值。外部性價值才是真實的B額外受益或A額外受損的生態系統服務價值。

生態系統服務價值評估過程中,原本計算R的難度就非常大,再區分μ、u人或ν 人、ω外或Y外的難度可想而知。由于存在上述難點,A的投入所導致的B享用的 增加的生態系統服務價值量的計算往往非常困難,不同類型、不同計算方法的生態系統服務價值差異極大,計算結果可信度不高,生態系統服務價值評估方法和手段亟待改進。

2.2.2 受損成本受損成本一般包括直接成本、機會成本和發展成本。直接成本包括直接投入和直接損失。直接投入是為保護、恢復、維持和改善生態系統服務而投入的人力、物力和財力。直接損失是為糾正生態系統服務利用外部性或實現生態系統服務交易時給當地造成的損失。機會成本則是由資源選擇不同用途而產生的。機會成本是各國生態補償主要考慮的因素。發展成本主要是為保護、恢復、維持和改善生態系統服務、放棄部分發展權而導致的損失,也可能是個人因保護、恢復、維持和改善生態系統服務而犧牲的發展機會[2,8]。直接成本通過對生態系統作用過程中投入的人力、物力、財力等衡量,尚可計算;而機會成本和發展成本是未發生的,更由于社會經濟環境及市場的復雜性和不確定性而難以計算。

實踐中,受益、受損的影響因素、利益界定和成本與價值的計算極其復雜。第一,受益者和受損者地域邊界界定的高成本。一方面由于部分生態系統服務具有全球效應或大的區域效應,其服務范圍往往遠遠超出提供服務的生態系統所在的地域范圍,如溫室氣體減排,森林生態效益等,從而無法確定真實的生態系統服務的受益者和受損者的地域范圍;另一方面,生態系統服務具有流動性,如生態系統所提供的食物、原材料等的流動,使生態系統服務的受益者和受損者的地域范圍也隨之變動。上述兩方面都導致了受益者和受損者地域邊界界定成本極高。第二,社會、經濟、文化、倫理道德等因素的影響。不同地區、不同時間,不同人群所處自然、經濟、社會、文化環境會有很大的不同,風俗習慣、價值觀、社會文化網絡等對于特定的生態補償實踐中受益、受損的界定會出現較大的差異,導致了受益、受損界定的復雜性。基于上述原因,實踐中,往往通過利益相關方的談判確定生態補償標準[2]。因而,相關方的談判能力對補償標準的制定至關重要。

2.3 政府的作用

人類活動作用于生態系統類型分析中經常需要政府的介入,世界各國的生態補償實踐中,也不時閃現政府的影子。生態補償中,政府究竟扮演了什么樣的角色?

2.3.1 生態補償中政府介入的領域及作用(1)制定規則。政府的重要職能之一是制定各項社會經濟活動規則,對社會經濟運行做出宏觀的規劃、指導和調控。我國各級政府為了保護和建設生態環境,制定了一系列規則,其中與生態補償相關的有:2000年國務院頒布的《生態環境保護綱要》和2003年頒布的促進西部開發建設的重要政策文件明確提出要建立我國的生態保護補償機制。其中《生態環境保護綱要》指出:“堅持誰開發誰保護,誰破壞誰恢復,誰使用誰付費制度。要明確生態環境保護的權、責、利,充分運用法律、經濟、行政和技術手段保護生態環境。”2004年,十六屆三中全會提出了科學發展觀,強調人與自然的和諧發展。十六屆五中全會發表的關于“十一五”規劃的公報中明確提出“按照誰開發誰保護,誰受益誰補償,加快建立生態補償機制”的要求。2005年12月頒布的《國務院關于落實科學發展觀加強環境保護的決定》提出,“我國推行有利于環境保護的經濟政策……要完善生態補償政策,盡快建立生態補償機制。中央和地方財政轉移支付應考慮生態補償因素,國家和地方可分別開展生態補償試點。”2005年6月在中央民族工作會議上也提出了生態補償問題,當時主要是解決老少邊窮地區,特別是少數民族地區發展與保護的關系問題。2006年頒布的《中華人民共和國國民經濟和社會發展第十一個五年規劃綱要》等關系到中國未來環境與發展方向的綱領性文件都明確提出,要盡快建立生態補償機制;《水法》、《水污染防治法》、《森林法》、《礦產資源法》等相關法律;《退耕還林條例》、《礦產資源補償費征收管理規定》、《關于開展生態補償試點工作的指導意見》、《生態環境保護綱要》、排污收費制度、排污權交易制度、水權交易制度、《浙江省生態建設財政激勵機制暫行辦法》、《浙江省礦產資源管理條例》、《浙江省礦山自然生態環境保護與治理規劃》、《浙江省關于進一步完善生態補償機制的若干意見》、《廣東省環境保護規劃》、《江蘇省集體礦山企業和個體采礦業收費試行辦法》、《農村沼氣建設國債項目管理辦法(試行)》、《小型農田水利和水土保持補助費管理規定》、《黃河水權轉換管理實施辦法(試行)》、《黃河可供水量分配方案》、《黃河可供水量年度及干流水量調度方案》、《黃河水量調度管理辦法》等與生態補償直接或間接相關的條例、規定、意見、辦法、制度、方案及生態補償相關經濟合作政策等。世界各國的生態補償實踐都是在政府規則框架下展開的,隨著實踐的不斷深入,新的問題、新的現象不斷涌現,新的規則和制度也就不斷出現,以適應實踐發展的需求。

(2)組織實施。我國中央政府組織實施的重大生態環境建設工程,如退耕還林(草)工程、天然林保護工程、三北及長江流域等重點防護林體系建設工程、京津風沙源治理工程等。各級地方政府積極推動生態補償,如北京、浙江、江蘇、廣東、江西、內蒙古、寧夏、新疆等省、市、自治區的森林生態效益補償、流域生態補償、礦產資源開發補償、水權和排污權交易等生態補償相關實踐。各級地方政府還積極參與生態補償利益相關方談判和費用支付,如流域上下游補償中地方政府的財政轉移支付等。

(3)財政支持。①財政轉移支付。如以中央財政轉移支付的方式實施的退耕還林、天然林保護、退牧還草、三北及長江流域等重點防護林體系建設、京津風沙源治理等大型生態工程建設中的生態補償。地方政府組織的流域上下游財政轉移支付等。②建立專項基金。如中央財政森林生態效益補償基金,各省、市、自治區的森林生態效益補償基金等。③實行稅收優惠。④支持生態補償和生態系統服務價值評估等的科學研究等。

(4)國際合作。如參與生態補償領域國際談判與合作,接受國際組織捐贈等。

政府的介入顯著提高了生態補償的運行效率,降低了交易成本,保障了公平,促進了和諧,政府的監督執行也有力地杜絕了利益相關方部分漁利行為。

2.3.2 政府是否是利益相關方雖然生態補償實踐中政府發揮了極其重要的作用,但政府不是生態補償的利益相關方。因為生態補償中,政府的作用表現在上述制定規則、組織實施、財政支持、國際合作和監督執行等領域,但政府既非生態補償受益者,也非受損者。財政轉移支付和專項基金屬于政府的費用支付,表面上政府受損了。但是深入考察政府資金來源可知,政府(包括中央政府)的資金來源于當代人(后代人缺位,自然不能付費)社會經濟活動中的各項稅費收入,即政府的財政資金來源于當代人,包括生態補償范疇內的受益者和受損者,也包括生態補償范疇之外的其他人。政府集中全民(中央政府)或區域內相關人群(地方政府)不同來源的資金,進行必要的、高效率的生態補償投入,使一國(中央政府的作用)或區域(地方政府的作用)的生態系統服務得以保護、恢復、維持和改善,使全民(中央政府)或區域內相關人群(地方政府)享受到更優良的生態系統服務。即當代人的稅費上繳通過政府又投資給了納稅人或繳費人,政府相當于生態補償中利益相關方的人。但生態補償實踐中,政府的高效、公平卻發揮了生態補償效益倍增器的作用,促進了生態補償高質量、高效率地實施。

如退耕還林工程明顯改善了生態環境,受益者是全區域乃至全國的當代人,受損者是參與退耕還林的農民。中央政府補償資金來源于全體受益者因受損者對生態系統服務的投入受益而增加的產出,將上述補償資金補償給受損者,在此過程中,中央政府既未受益、也未受損,但卻發揮了中央政府高效、公平和生態補償效益倍增器的作用。地方政府是工程執行機構,沒有從中受益;至于地方政府因退耕財政收入受損問題,應屬于國家實施退耕還林工程這一重大的戰略舉措的實施成本或運行成本,或者說地方政府退耕還林中的財政收入受損是由于中央政府的戰略決策而導致的。事實上,中央政府已經就此對地方政府實施了補償。實施退耕還林的縣,其農業稅收入減收部分,由中央財政以轉移支付的方式給予適當補助國務院關于進一步完善退耕還林政策措施的若干意見(2002年)。。再比如,流域下游的地方政府通過橫向轉移支付向上游政府支付費用,表面上看,流域下游地方政府損失了大筆的財政收入。但事實上,流域上下游生態補償中,下游受益者是流域的個人、企業和組織,地方政府僅僅是他們的人,所支付的費用應來源于上述個人、企業和組織因享用生態系統服務而增加產出的稅收等(如沒有相關生態系統服務,可能就沒有這部分財政收入)。因此,下游地方政府不存在受損問題;同樣,上游地方政府接受的下游的補償也應該全部發放到上游因維護和改善生態系統服務而受損的群體手中,上游地方政府也僅僅是該過程的執行機構而非利益相關方。礦產資源開發補償中,各級政府將來自于礦產資源開發受益者的各類資源稅費投資于因礦產資源開發而受損的生態環境的恢復和改善,彌補了受損者的生態系統服務價值損失。森林生態效益補償中,各級政府將來自享用森林生態效益而受益者的資金,補償給因經營生態林而受損的人群,以激勵其改善生態系統服務的行為。等等。

綜上所述,中央政府和各級地方政府都不是生態補償的利益相關方。有時各級地方政府屬于中央生態補償決策的具體執行機構,中央政府應激勵地方政府,以充分發揮其在生態補償實踐中的作用;并應調動各方力量,如受益者、受損者、非政府組織等監督地方政府,避免其尋租行為[2]。總之,政府站在利益相關方之外,有利于更好地發揮其在生態補償中的職能,促進生態補償高質量、高效率地實施。

3 簡短的結論

通過人類活動對生態系統作用類型分析,首先將人類活動作用于生態系統過程中不屬于生態補償的4類活動界定在生態補償邊界之外,即未引起生態系統服務變化的人類活動、生態系統破壞行為、不可更新資源開發利用及對具有非公共物品屬性的生態系統服務的開發利用不屬于生態補償的范疇。然后通過歸納生態補償所應具備的必要條件,在剩余的人類 作用于生態系統的活動中,篩選出具備條件的可能屬于生態補償的人類活動,即當代人群作用于生態系統的某類活動要能對當代其他人群和可更新的自然生態環境(包括可更新資源)共同產生影響,當代人類活動一定要具有外部性,生態補償通過調節相關方的利益關系,要能夠使該外部效應內部化。在上述基礎上,得出生態補償的基本概念,認為生態補償是調節相關方的利益關系,使保護、恢復、維持、改善和利用生態系統服務的行為外部效應內部化,以可持續利用生態系統服務的一種手段或制度安排。

補償標準的確定是生態補償實踐中的核心問題之一。理論上,受損者獲補的依據為其額外受損的成本和生態系統服務價值之和;受益者付費的依據為其開發利用生態系統服務的獲利或其享用的由于受損者的外部經濟性所增加的額外的生態系統服務價值。其中,額外受益或受損的生態系統服務價值的計算要區分存量價值和增量價值、自然資本與人造資本、外部性價值與非外部性價值。受損成本包括直接成本、機會成本和發展成本。但由于受益者和受損者地域邊界界定的高成本、受損成本計算的復雜性、生態系統服務價值評估的高難度和社會、經濟、文化、倫理道德等因素的影響,實踐中往往通過利益相關方的談判確定最終的補償標準。

政府的介入顯著提高了生態補償的運行效率,降低了交易成本,保障了公平和諧,政府的監督執行也有力地杜絕了利益相關方部分漁利行為。通過對政府的作用和政府生態補償資金來源的分析,認為政府不是生態補償的利益相關方。政府站在利益相關方之外,有利于更好地發揮政府在生態補償中的職能,促進生態補償高質量、高效率地實施。

致謝:感謝中國21世紀議程管理中心周海林研究員、劉榮霞博士、中國社會科學院農村發展研究所譚秋成研究員、中國科學院地理科學與資源研究所謝高地研究員、中國社會科學院工業經濟研究所張其仔研究員、北京師范大學毛顯強教授對論文初稿提出了寶貴的修改意見。

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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.城市森林的概念和內涵

城市森林與城市林業的概念主要差異性在于城市林業主要側重于行業的經營和管理，將城市園林綠化納入林業經營管理的范疇，是一個多方面的經營管理體系；而城市森林是將城市綠地主要以森林的形式進行構筑和管理，是一個比較狹義的概念[1]。因此，城市森林是建立在改善城市生態環境的基礎上，借鑒地帶性自然森林群落的種類組成、結構特點和演替規律，以喬木為骨架，以木本植物為主體，藝術地再現地帶性群落特征的城市綠地。

2.城市森林生態系統服務功能

2.1生態服務功能的含義

廣義上的生態系統服務包括生態系統產品和生態系統服務，生態系統服務是指生態系統與生態系統過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[2]。一般而言，生態服務功能（Ecosystem services）是指自然生態系統及其物種共同支撐和維持人類生存的條件和過程；它能夠比較清晰地描述人類對生命支持系統的依賴性，為人們評價各種技術和社會經濟發展方式的長遠影響提供了一種參考，以防止和減少自我毀滅性的經濟和社會活動[3]。

2.2城市森林生態系統的生態服務功能

森林生態系統的生態服務功能是指森林生態系統及其生態過程為人類提供的自然環境條件與效用[4]。從復合生態系統的角度來看，它不僅包括該系統為人類提供食品、醫藥和其他工農業生產的原料這內部效益，更重要的是支撐與維持地球的生命支持系統，維持生命物質的生物地化循環與水文循環，維持生物物種與遺傳多樣性，凈化環境，維持大氣化學的平衡與穩定的外部公益作用。

3.城市森林生態系統服務功能價值評估主要研究方法

客觀準確的計量評價城市森林生態系統的服務功能及其價值仍然是一個有待深入研究的理論和技術難題，已成為國內外生態學與生態經濟學研究的前沿課題。面對當前極為緊迫的生態環境建設局面，充分認識森林生態系統在預防自然災害和促進資源經濟協調發展中的巨大作用，保護與恢復城市森林生態系統功能，應該成為各級決策部門的共識[7]。

3.1城市森林生態功能評價方法

生態系統服務的評價方法主要有兩類，一類是物質量評價法，另一類是價值量評價法。根據城市森林生態功能屬性，以擇優原則選擇適用的評價辦法。

3.1.1物質量評價法

3.1.1.1森林固定CO2和釋放O2的價值

考慮到森林生態系統是一個復雜生態系統，有植物的光合作用和呼吸作用，凋落物層的呼吸作用和土壤釋放CO2的作用[9]，因此：

式中，Q為CO2固定量（1.hm-2.a-1）；S為凈第一性生產力所同化的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rd為凋落物層呼吸釋放的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rs為土壤呼吸釋放CO2量（1.hm-2.a-1）。根據已有資料報導，我國森林固定CO2和釋放O2的成本分別為273.3元t和369.7元t，取碳稅法和造林成本法兩者的平均值來評價森林生態系統固定CO2的價值。

3.1.1.2凈化空氣的價值

森林凈化空氣的主要機能是：吸收氣體污染物、阻滯粉塵、殺除細菌、降低噪聲、釋放負氧離子和萜烯物質。因而對空氣的清新和人體健康有利。這里重點對吸收污染氣體價值和阻滯粉塵的價值進行評估[2]。

（1）森林吸收污染氣體的價值

以SO2為例，常用有吸收能力法。根據單位面積森林吸收SO2的平均值乘以森林的面積，計算出吸收的SO2量，再根據防治污染工程中削減單位重量SO2的投資額度，算出森林吸收SO2的經濟價值“閾值法”對吸收能力的推算以SO2在林木體內達到閾值時的吸收量來計算“葉干重法”樹木吸收：

SO2量=葉片積累+代謝轉移+表面吸附。通過實驗測定某樹種葉在一定期間含硫量變化作為吸收量，再根據葉干重占植物的比例計算出轉移的流量和葉面表面蒙塵量。

根據《中國生物多樣性國情研究報告》，闊葉林對SO2的吸收能力為88.65kg/hm-2/a-1，針葉林平均吸收能力為215.60kg/hm-2/a-1，減少SO2的成本為600元/t-1。

（2）森林阻滯粉塵的價值

森林的滯塵功能價值評估方法運用替代花費法， 通常以森林的平均滯塵能力乘以森林面積計算滯塵量，再按削減粉塵的成本計算經濟價值，從而估算城市森林生態系統滯塵功能的價值。

式中，Vd為滯塵價值（萬元/a-1）；Qd為滯塵能力（1。hm-2.a-1）；S為面積（hm2）；Cd為削減粉塵成本（元/t-1）。

3.1.1.3休閑游憩功能評估

旅行費用法（TCM法）是當前世界上最流行、也是應用最廣泛的森林游憩價值評價方法。由森林旅游產品的消費逆向流動，游客必須支付一定的交通費用以到達林地從事旅游活動，通過對這些費用的統計分析可得出旅游需求與旅行費用之間的關系，求出旅游需求曲線。將旅游者的旅行費用包括旅行時間價值作為“影子價格”求出游客的消費者剩余，一個風景區的旅游價值就是該風景區全體游客的消費者剩余之和。

3.1.2價值量評價法

3.1.2.1 直接利用價值

森林生態服務功能的直接經濟價值是由于環境資源對目前的生產或消費的直接貢獻決定的。也就是指環境資源直接滿足人們的生產和消費需要的價值。如木材、野生藥物、森林游憩等，都是森林的直接經濟價值。直接利用價值可用產品的市場價格來估計，其主要表現為林產品價值和游憩價值。

3.1.2.2間接利用價值

間接利用價值是由環境所提供，可用來支持目前的生產和消費活動的功能中檢索截獲的價值。間接利用價值不直接進入生產和消費過程，但為生產和消費提供了支持和保障，沒有它們，生產和消費就不能正常進行或不能存續。森林生態服務功能的間接經濟價值主要表現為森林生態系統的環境功能，如保持水土、凈化水質、固碳制氧等、營養物質循環等，是其生態服務功能價值的主體，是最難以進行評價而又最容易被人們忽視的價值。因此，對這部分價值進行定量評價對確切評價森林的生態服務功能具有重要意義。間接利用價值的評估常常需要根據生態系統功能的類型來確定。目前多運用市場價值法、替代市場法等方法評估其經濟價[5]。

（1）涵養水源價值計算

采用水量平衡法來計算水源涵養量， 水的價值采用替代工程法（或影子工程法）來計算：

W=（R-E）A=θ.RA

式中W為涵養水源量（m3/a）；R為平均降雨量（mm/a）；E為平均蒸發散（mm/a）；A為研究區面積（hm2）；H為徑流系統。

森林增加地表有效水量的價值可用下式計算：

式中，V為森林增加地表有效水量價值；Si為第i樹種的面積；H0、Hi分別為對照地和第i樹種單位面積的攔蓄降水能力，m3.hm2；P為當前生活用水價格，取2.0元m3。

（2）凈化水質價格計算 采用替代工程法來計算。

（3）保持土壤價值計算

森林植被的存在可以極大的減少土壤侵蝕量、保護和提高土壤肥力水平。因此，森林保持土壤的價值可從減少土地損失、減少土壤肥力損失和減免泥沙淤積和滯留3個方面加以考慮。其中，森林減少土壤肥力損失的價值可按下式計算：

式中，Vf為森林保肥效益經濟價值計算；d為單位面積水土流失量；s為森林面積；P1i為森林土壤中氮磷鉀等含量；P2i純氮磷鉀等折算成化肥的比例；P3i各類化肥的銷售價。

（4）凈化空氣價值計算 主要采用影子價格法來計算。

（5）凈化環境價值計算 一般是根據森林面積及森林對有害物質、噪聲、輻射等的減除能力及影子價格計算[10]。

4.關于城市森林生態功能評價的建議

就我國目前的研究現狀來看，森林生態系統服務功能的研究還處于初級階段，多數研究尚處在對于其理論方面的探討，研究的對象比較單一，功能范疇方面的考慮也不夠全面；在估算方法上，大多直接引用國外的研究方法或者直接套用國外的標準。由此可見，在我國盡快開展生態系統服務功能及其生態經濟價值的研究，是為生態環境保護與建設提供決策依據，以實現可持續發展所亟待解決的重要課題之一[5]。為此建議：

4.1 城市森林生態系統服務形成機制研究

城市森林生態系統服務是人類從生態系統維持自身的生境、生物、生態系統的特征或過程中直接或間接獲得的利益，而城市森林生態系統的結構與過程是相互作用、相互影響的，研究這兩方面的相互作用關系是弄清生態系統服務形成機制的基礎，也可為生態系統服務功能的維持與保育提供方法與對策。

4.2 不同城市森林生態類型的各種服務價值研究

城市森林生態系統功能評價是區域規劃的基礎和重要依據。通過城市森林生態系統服務功能的評價，可以明確區域內生態系統重要性差異及其空間分布特征，確定城市森林生態系統不同類型服務功能重要地區及其分布，確定區域優先保護生態系統和優先保護地區，從而科學合理地進行區域生態區劃和生態規劃，在時間和空間尺度上實現資源的合理利用和區域可持續發展。

4.3多學科有機結合和集成創新

城市森林生態系統服務價值的研究依賴于生態學的基礎研究，應著眼于對地球生命維持系統具有特殊意義的生態系統的生態過程，加強自然研究與經濟學、社會學等學科的交融。城市森林生態系統服務價值的實現與補償不僅依賴于價值估算的技術發展，而且也有待于現有市場價格體系和人們價值觀的改革。

4.4對服務功能價值評估的方法和手段有待進一步加強

目前國外已開始采用SWAT， UFORE以及C ITYGrccn等相關軟件，并在地理信息系統支持下對森林服務功能進行了監測與評估，其精度與便捷性都得到了提高[38]，然而目前國內對森林生態效益評價研究的技術支持手段還較為落后，遙感、地理信息系統技術等高新技術的應用還不多，其結果不僅速度慢，費工費時，而且不能很好地分析、管理和應用評估所需的數據信息，更難以做到動態管理和評估。為此，在今后的研究過程中關于生態系統服務功能評估的手段與方法有待進一步提高。

5.結語

由于城市森林生態系統服務的多樣性、生態過程與經濟過程之間聯系的復雜性以及自然過程的不確定性，對生態系統服務進行核算難度極大，無法作到準確無誤。但在這方面的任何嘗試都是有益的，不僅給出城市森林生態系統服務相對量的近似值，使城市森林生態系統服務的潛在價值范圍明朗化，而且為進一步研究建立了基礎。

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篇6

隨著經濟全球化的發展，企業間的競爭方式和范圍已經超越了產品、行業。企業的生存與發展不僅取決于其本身，還受到它所處的生態環境的影響。因此，企業生態系統生態學是站在宏觀的角度，以整個企業生態系統為中心，研究企業之間、企業與環境之間的相互作用。

這種競爭方式的轉變對企業產生了深刻的影響。企業的成功與否將會在很大程度上依賴于他所從屬的生態系統。因此，企業在制定戰略時，不僅要分析自身的資源、能力，更要從其所屬的生態系統的視角出發，制定相應的戰略。傳統的戰略理論在目前這樣的動態競爭環境中顯得捉襟見肘，而基于生態理論的企業戰略研究將會為企業制定戰略提供嶄新的視角。因此，運用生態理論研究企業間相互關系，有助于企業領導者正確制定企業成長戰略，在競爭中立于不敗之地。同時，也有利于對未來產業發展等領域的問題進行預測，為政府制定產業政策提供理論依據。

一、企業生態系統的要素

企業生態系統通過顧客需求將位于不同生態位的企業聯合起來，創造價值。眾多的企業在技術、資金、運作方面相互協作，形成一個價值共享的統一體。企業生態系統的一個重要因素是市場空間，它促使人們將設想通過技術進步加以實現。當市場中有了需求并被認可，再加上核心企業的推動，那么就會有更多的企業參與到這項事業中。

在企業生態系統中，每個企業的角色是不同的。揚西蒂和萊維恩把公司分為網絡核心型、坐收其利型、支配主宰型、縫隙型四種類型。他認為網絡核心型企業能夠推動企業生態系統的健康運行，網絡核心型企業提供了關鍵的平臺，為生態系統創造價值并與其他成員共享價值；坐收其利型和支配主宰型通常不會促進系統的健康發展；而縫隙型企業數量眾多，主要是依附于網絡核心型企業的企業。

核心企業與縫隙型企業在資金、技術、運作等方面相互協作，共同創造價值。但是，縫隙型企業與核心企業在生態系統內的作用是不同的。縫隙型企業需要依附于核心企業。縫隙型企業與核心企業的劃分也是相對而言的，在某一個局部，某一個縫隙型企業也有可能處于核心地位。因此，在企業生態系統內，核心企業與縫隙型企業之間形成了一種網狀結構，共同滿足市場需求。同時，與傳統觀念不同的是，在企業生態系統中，顧客不再被當做企業之外的因素，而成為了整個系統的一部分，其結構圖（如下頁圖1所示）。

二、生態系統視角的企業戰略分析

莫爾的生態系統戰略是在以前戰略理論的基礎上，同時又結合了新的時代特點而產生的，因此它與以前的理論聯系密切，同時又有不同之處。

第一，它將制定戰略所需考慮的環境擴大了。制定戰略不是僅僅從企業自身來考慮，而是從企業所在的企業生態系統的高度來考慮。企業所在的生態系統是否健康、競爭力如何、如何發展壯大在企業制定戰略時顯得更為重要。

第二，戰略從關注企業自身的成長轉變為關注企業所在的企業生態系統的成長和企業在生態系統中的地位的變化。正所謂皮之不存，毛將焉附，企業的命運與之所處的生態系統的命運休戚相關。企業要想生存，必須在生態系統中占據一定的生態位，確保別的企業的觸角不會伸向自己的領域；企業要想壯大，則要努力成為生態系統中或者局部的生態系統中的核心企業。

第三，企業的績效不僅僅取決于企業內部管理的好壞和行業平均利潤，而是生態系統和其內部各成員關系的函數[1]。

第四，企業間的競爭由直接變為間接；合作逐步取代競爭。以往的單個企業和單個企業的競爭轉變為生態系統和生態系統的競爭。這樣，競爭從直接的競爭轉變為相對間接的競爭。而在企業生態系統的內部，雖然各成員之間會競爭，爭奪核心企業的位置，但是，他們之間的關系更多的是合作。企業生態系統之所以能存在是因為大家為了同一個目標而緊密地聯系起來，共同滿足客戶的需求。

第五，戰略的制定從基于產品或服務的競爭，演變為在此基礎上的標準與規則的競爭[2]。

第六，從關注企業自身的資源到整合企業可以利用的資源。從古典戰略理論學派直至資源學派，都是關注企業自身所擁有的資源。但是到了生態理論戰略，由于企業間組成了生態系統，企業相互協作，因此企業不但可以利用自己的資源，還能夠整合生態系統內其他企業的資源，從而創造更多的價值。

綜上所述，基于生態理論的戰略與以往戰略理論的不同（如下表所示）。

以上的不同也決定了企業的組織結構的變化。企業生態系統比傳統的組織更能夠以顧客為導向。企業生態系統中顧客的喜好就好比是陽光。正如植物具有向陽性，企業生態系統則跟著顧客的需求走[3]。傳統的組織中，零售商最先知道市場的情況，然后傳遞給分銷商，再傳遞給制造商。當然由于市場的競爭，會有競爭者取代反應滯后的公司，但是這個過程漫長、無法直接傳遞到位。但是企業生態系統是一種扁平化的組織，通過建立界面和平臺把它的參與者和顧客集合在一起，可以直接和顧客對話，知道顧客需要什么，什么應該被創造出來。同時，企業生態系統具有源源不斷的創新的源泉和動力。企業生態系統和以前的組織形式不同，還在于它是一個開放的組織。以往的組織，戰略聯盟也好，供應鏈也好，都是一個相對封閉的組織。公司之間通過長期的合作形成對于彼此的信任，形成一個相對穩定的合作關系，從而形成一種相對穩定的組織。但是，企業生態組織是開放的組織。它隨時歡迎新的參與者加入，它的大門隨時向有志于從事這項事業的人或者組織打開。因此，這保證了企業生態系統能不斷地創新，而價值正是來自于生態系統中不斷的創新和進步。

三、基于生態系統的企業戰略

以上對于生態系統戰略的形成、結構、特點等進行了分析，那么在實際中，如何運用這種戰略應對競爭？基于生態系統的企業戰略分析框架是什么？針對這個問題，結合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生態系統的企業戰略分析模型。此模型圍繞四方面分析：（1）分析現有的價值理念能否滿足市場需求？（2）評估系統風險，包括依賴風險和整合風險。（3）創建價值創新和共享機制。企業的生態系統本質上來說也是一條由各個節點組成的價值鏈。（4）不斷進行績效評價，審視價值理念、系統風險、競爭優勢是否發生變化，并根據變化情況重構生態系統或選擇新的系統。模型（如圖2所示）。

（一）核心企業戰略

基于生態系統的企業戰略模型分為了上下兩部分，主要是因為核心企業和縫隙型企業在企業生態系統中的戰略訴求是不同的。核心企業是企業生態系統的推動力量，他主要負責建立整個系統的價值共享機制、價值創新、整合資源，確保生態系統的競爭力和健康運行。而縫隙型企業則主要關注自己在生態系統中所處的位置，并保持自己的相對優勢，參與價值創造的過程，同時在生態系統無法有效運行時，退出此生態系統，轉而投向更具有競爭力的企業生態系統。對于核心企業而言：

1.分析現有的價值理念能否滿足市場需求。所謂價值理念也就是用簡潔的、概括的語言對將來生活的一種設想或想象。價值理念的革新來自于新的思想或者新的科技。正是價值理念的革新創造了新的需求，而新的需求是推動企業生態系統成長壯大的原始力量。當現有的價值理念沒有改變，同時現有的價值創造和共享機制依然有效時，則可以鞏固現有的生態系統，否則就需要重組企業生態系統。

2.評估系統風險。羅恩·阿納德指出，一項技術在市場中能否成功，不僅僅取決于這個項目或技術本身，在很大程度上取決于外部的條件。這個外部的條件包括依賴風險和整合風險[4]。在生態系統中尋找符合本企業特點和條件的生態位。所謂依賴風險是指與配套的產品創新者進行協調的不確定性。所謂整合風險是指創新在價值鏈的周期所帶來的不確定性。也許你將本企業的開發周期縮短了，但是價值鏈上的其他周期時間延長了，也可能導致整體時間的延長，從而使得預期的目標無法實現。

3.建立價值共享機制。新的價值理念可行，同時系統風險也可以預測和控制，那么就可以吸引參與者的加入，但是能否留住這些參與者，并建立起網絡關系，就需要靠價值共享機制。通過壓榨其他企業的利益而攫取價值鏈上的大部分利益對企業來說是一個短視的行為。

（二）縫隙型企業戰略

對于縫隙型企業來說，他們通過評價核心企業所建立的企業生態系統的競爭力，同時結合自身的能力來確定是否加入到此生態系統中。如果加入，在生態系統中處于何種位置？選擇何種生態位？建立什么樣的網絡關系？在此基礎上，確定企業的戰略目標并執行戰略目標。通過對績效評價來進行反饋。如果生態系統依然有效，但是企業的優勢逐漸喪失或者生態位逐漸被侵占時，企業則需要提高自身的能力，繼續

尋找合適的生態位。如果企業生態系統的活力或者價值漸漸喪失，那么企業就應該決定是否退出此生態系統，而轉向更具有競爭力的生態系統。當然，在這個過程中，核心企業創建價值共享機制，縫隙型企業也不是被動接受的，他們也會參與到價值共享機制的創建和改善中去。

四、小結

競爭環境的變化正在對企業的競爭方式產生深刻的影響，而競爭方式的轉變正在影響著企業的戰略制定。從企業生態系統的視角分析戰略正在拓展和超越傳統的戰略分析框架。本文提出了基于生態系統的企業戰略模型，該模型圍繞分析現有的價值理念能否滿足市場需求；評估系統風險，包括依賴風險和整合風險；創建價值創新和共享機制；不斷進行績效評價四方面進行分析，并針對核心企業和縫隙型企業的不同戰略訴求進行了區分。

參考文獻

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[2]李玉瓊.網絡環境下企業生態系統的形成機理探析[J].改革與戰略，2007，(8):132-135.

篇7

一、水庫建設對生態資產的影響

水庫是在原河流上攔河筑壩并淹沒了流域內部分景觀后形成的。由于各個水庫建設規模以及所在河流的生態系統特征不同, 導致水庫建設對生態資產影響程度不一樣。籠統而言, 流域內包含有河流、濕地、森林、農田、城鎮, 棲息有多種植物、動物, 并有人類居住生活, 攔河筑壩建庫對這些自然資產及生態系統服務功能都有可能產生影響。

1、水庫建設對河流生態系統的影響

河流生態系統是河流內生物群落和河流環境相互作用的統一體, 是包括陸地河岸生態系統、濕地及沼澤生態系統、水生生態系統等一系列子系統組合而成的復合系統。完整的河流生態系統應該是動態的、開放的、連續的系統, 是從源頭諸多小溪開始, 流經上游和下游并最后到達河口的連續整體。河流流域生態系統具有自己相對穩定的組成、結構和功能, 攔河筑壩對河流生態的影響是多方面的, 有些影響是不可逆轉的。從河流生態系統的組成結構及功能分析, 主要影響包括對河流生境的影響,如河流結構、水文情勢、泥沙輸送等; 對生物資的影響, 如重要生物群落、生物多樣性、初級生產力等; 對生態系統功能的影響, 如累積疊加效應等。

2、水庫建設對陸地生態系統的影響

按生境特點和植物群落類型以及生態敏感程度, 水庫蓄水淹沒陸地生態系統的類型包括森林、草原、文物和自然保護區、風景名勝區、水源保護區等地區, 使一些陸地植被、珍稀動植物和重要景觀消失, 嚴重時會造成不可逆轉的影響。

3、水庫建設對自然―經濟―社會復合生態系統的影響

自然―經濟―社會復合生態系統是介于自然系統與人工系統之間的特殊系統。這三個子系統相互聯系、相互作用和相互制約, 通過物質、能量、信息的交換與流通, 形成具有一定穩定結構和功能的復雜系統。復合生態系統有自身的整體性、復雜性、共生性與協同性, 具有自我更新、自我調節的自組織功能。水庫建設造成的大量淹沒, 對復合生態系統有著較大的影響,對復合生態系統中的農業生態系統、城市生態系統、人類生態系統的影響尤其嚴重。

4、對水環境的影響

水庫建成后, 由于流速減緩, 水深增加, 原庫區河段天然流動水體的自凈能力減弱, 在水庫蓄水初期, 由于淹沒后植被等有機質的分解和淹沒區土壤中有營養物質的釋放, 庫區及壩下游水質有可能會出現富營養化甚至短期惡化。在流速小且水較淺的局部庫灣、與干流交界的支流回水區以及支流庫尾可能出現不同程度富營養化。但就水庫整個水體而言, 特別是交換率較高的水庫, 僅由于生境的改變而導致出現富營養化的可能性較小。高壩大庫改變了水體水溫結構, 壩前庫區水體水溫呈現明顯垂向分層現象, 水庫下層水體的水溫常年維持在較穩定的低溫狀態。梯級高壩水庫將使低溫產生疊加現象。水溫結構的改變, 將對水生生物等產生一些不利的影響。引水式和混合式水電開發, 如果未考慮壩下河段生態流量, 將會形成在一定長度河段內季節性或全年性脫水, 造成河流生態需水量不足。

二、水庫生態資產價值評價

在水庫建設中, 爭論的焦點是水庫建設對生態的影響問題, 其中導致爭論的重要原因之一是生態評價的計量標準和評估理論不完善。攔河筑壩對生態系統產生了多種影響, 其終級結果是使自然資產的價值和生態系統服務功能的價值發生改變, 從而影響生態資產的價值。因此應重點對水庫建設后生態資產的價值進行評價, 建立生態系統服務功能價值化的核算理論和方法。

1、水庫生態系統服務功能評價

水庫生態系統的服務功能的價值可分為具有直接使用價值的產品生產功能和具有間接使用價值的生命支持系統功能兩大類, 產品生產功能是指水生態系統提供直接產品或服務維持人的生活、生產活動的功能, 主要包括淡水供應、水力發電、內陸航運、水產生產等; 生命支持系統則是指水生態系統維持自然生態過程與區域生態環境條件的功能, 主要包括生態支持、環境凈化、災害調節、生物多樣性的維持、休閑娛樂等功能。產品生產功能、生命支持功能構成了水生態系統的生態資產價值。水庫生態系統特別在淡水的貯存、供應、調節方面及在水電開發、航運、漁業利用方面, 蘊藏著比原生態系統更為可觀的生態資產價值。

2、水庫建設對生態資產影響的評估方法

生態資產評估基本內涵，生態資產評估是生態經濟學者從經濟價值角度, 運用科學方法, 對生態資產的各種類型經濟價值及總經濟價值進行評定和估算。生態資產估價包括自然資產的估價和生態系統服務功能的估價。有時是直接對生態資產從整體上進行估價, 包括自然資產估價和生態系統服務功能估價。生態資產評估一般遵照預期收益( 福利) 原則、最有效使用原則、近似精確原則。

生態資產評估方法，生態資產中的自然資產或具直接使用價值的資產, 凡可以商品化或市場化的, 可以采用一些比較成熟的資產估價方法, 如收益現值法、重置成本法、現行市價法等。生態系統服務功能的經濟價值評估方法可分為兩類, 一是替代市場技術,它以“影子價格”和消費者剩余來表達生態服務功能的經濟價值, 評價方法有費用支出法、市場價值法、機會成本法等; 二是模擬市場技術, 它以支付意愿和凈支付意愿來表達生態服務功能的經濟價值。條件價值法也稱調查法和假設評價法, 它是生態系統服務功能價值評估中應用最廣泛的評估方法之一。條件價值法適用于缺乏實際市場和替代市場交換商品的價值評估, 是“公共商品”價值評估的一種特有的重要方法。

3、水庫生態資產評估中需重點研究的問題

水庫生態系統的形成過程與機制研究，水庫建成蓄水后, 淹沒區內河流等生態系統經過擾動、適應及演替發展, 逐漸發育成為一個新的生態系統, 從而由河流流域內的原生態系統演變成為新的水庫生態系統。水庫生態系統的形成過程也許可以劃分為三個階段, 一是系統受干擾階段, 或舊系統解體階段, 即攔河建壩后, 原流域內生態系統受干擾損害、平衡失調、系統衰退甚至崩潰解體; 二是系統適應階段, 或新系統發展階段, 即水庫蓄水后,新的水庫生態系統在擾動中開始發育、發展到趨于穩定; 三是系統穩定階段, 或系統演替階段,即隨著時間的延續, 水庫生態系統經歷擾動、穩定、再擾動、再穩定的若干個亞穩態發展后, 直到頂級穩態的形成。

水庫建設對生態資產影響的評價指標體系，研究評價指標體系包括建壩前河流流域淹沒區內原復合生態系統價值( 自然資產價值及河流生態系統服務功能價值) 評價指標體系、建壩后新形成的水庫生態系統生態資產及水庫生態系統服務功能價值評價體系等。通過完善水庫工程建設的生態影響評價, 探索戰略環評、規劃環評及政策環評, 強化生態監管, 研究完善集體決策制度、專家咨詢制度、社會公示和聽政制度、決策責任制度; 完善“綠色大壩”環境評價、認證制度, 依法環評、科學環評, 使水庫工程建設經得起實踐和歷史的檢驗。

參考文獻：

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篇8

經濟活動離不開物質資本、人力資本和生態資本三者共同作用。“綠色發展”就是以“綠色GDP”為發展目標，從現行的GDP中扣除資源環境成本和對資源環境的保護服務費用，在保障生態資本可持續發展的前提下，更多地以人力資本代替資源資本和環境資本，提高物質和能源的使用效率，使經濟增長方式轉變為低能耗、低污染。

1生態資本內涵

1．1生態資本定義

生態資本是相對人力資本和物質資本(實物資本與金融資本)而言的，表現為生態系統所有的資源生態潛力、環境自凈能力、生態環境質量和生態系統對人類的整體有用性等生態質量因素的總和，是具有生態價值的資本。生態資本按空間構成關系可分為三類：(1)地質資本，包括礦物資源和化石資源；(2)地理資本，包括土壤資源、水力資源、氣候資源和生物資源；(3)星際資本，包括光能和風能。而應納入生態資本價值核算體系的只包括地質資本和地理資本這兩種數量有限的資源。

1．2生態資本的特征

生態資本作為參與經濟活動的要素之一，同物質資本和人力資本一樣，生態資本的特征也具有二重性：一是具有生態資本的本質屬性，具有自然生態功能，遵循自然生態規律，表現為生態資本的使用價值；二是具有資本的共同屬性，即以保值增值為目的，遵循市場供求與競爭規律，表現為生態資本的價值。

但是，生態資本不同于物質資本和人力資本，生態資本具備其它資本所不具有的特征：(1)整體增值性。資本的目標是價值最大化或盈利最大化，由于生態資本受到生態系統整體性的制約，保持生態系統內各因子的平衡協調，是實現生態系統整體價值最大化或盈利最大化的前提；(2)長期受益性。通過合理利用生態資本，其使用價值與價值將不會永久喪失。并且，可再生資源還能依靠其自生的累積性，使生態資本自動增值，帶來長期的經濟效益與生態效益；(3)雙重競爭性。生態系統各因子是在相互制約與相互促進中得到發展的，遵循共生、相生相克等自然生態競爭規律；同時，生態資本又與物質資本、人力資本等存在著市場競爭，遵循市場競爭規律；(4)開放性與融合性。生態資本既具有生態環境系統的開放性與多樣性，又具有一般資本的融合性與擴張性，生態資本經營可以采用產權主體多元化、利益共同體等方式；(5)極值性。生態資本能夠承載人類生存與經濟發展對生態系統經濟功能的需求，但是，生態資本對人類的需求并不是無限滿足的，其承載力具有一定的極值，超過極值進行開發和利用，將會導致資源環境的退化；(6)不動性與逃逸性。生態資本既具有資源環境的空間固定性，又具有一般資本規避風險的逃逸性。低回報率的生態資本會轉移地域或變換形態，流動到回報率較高的領域，引起生態資本的資本功能性逃逸；(7)替代性與轉化性。在一定條件下，生態資本與物質資本、人力資本之間能夠相互替代或相互轉化；(8)空間分布的不均勻性和嚴格的區域性。不同區域的生態系統的組合和匹配都不一樣，而“因地制宜”是合理使用生態資本的一項基本原則。

2生態資本價值理論

生態系統依照其是否凝結人的勞動可分為人工生態系統和自然生態系統。我國目前的經濟價值核算體系不對自然生態系統進行價值核算，導致生態資本價值被低估和人類對資源環境需求的過度膨脹，從而造成生態系統的嚴重失衡。自然生態系統是否具有價值在理論上還沒有形成統一的認識，勞動價值理論、效用價值理論、要素價值理論和供求價值理論等主要價值理論都對此有著不同的認識。

2．1勞動價值理論

勞動價值理論是以馬克思的勞動價值理論為基礎，廣泛地應用于價值的確認和計量中。勞動價值理論認為勞動是衡量物品是否具有價值的唯一標準。如果生態資本具有價值，該價值就是物化在資源和環境中的社會必要勞動時間，人們的抽象勞動與生態系統相結合，生態系統就具有價值；相反，當某一生態系統中的資源和環境沒有投入抽象勞動時，該生態系統也就不具有價值。而生態資本的價值是由生產這種生態資本的社會平均勞動時間所決定的。

在實際中，不管人們是否承認沒有投入人類勞動的自然生態系統是否具有價值，該生態系統都是客觀存在的，發揮著具體的生態服務功能。隨著我國社會主義市場經濟理論研究的深化，沒有投入勞動的生態系統或部分投入勞動的生態系統同樣具有價值的觀點已逐漸被人們所接受。但是，勞動價值理論在生態資本價值計量方面存在著困難。

2．2效用價值理論

效用價值論認為價值就是人們對物品效用的感覺和評價，效用是價值的源泉。自然生態系統能滿足人類生存發展需求，具有價值。但是，效用價值理論具有較強的主觀隨意性，它僅能為生態系統的存在價值、選擇價值的確定和計量提供可行的方案。

2．3要素價值理論

要素價值理論認為自然生態系統等非勞動要素與勞動要素一樣共同創造價值并參與到價值分配中，所以自然生態系統同樣也具有價值。但是要素價值理論模糊了勞動創造價值這一科學定義。

2．4供求價值理論

供求價值理論認為有需求的東西就具有價格，供求決定價值，供求關系是價值規律的內涵。該理論認為自然生態系統是社會經濟發展中稀缺的資源，通過市場可使得其價值能夠充分得以體現，在價值確認和計量上具有可行性。

總的來說，自然生態系統也具有價值，并且與人工生態系統一起組成生態資本，參與到價值創造的經濟活動中去。

3生態資本價值核算方法

現在越來越多的國家和國際組織將資源和環境納入國民經濟核算體系，建立了一套資源環境與經濟一體化核算體系(SEEA)。該體系能準確地表現資源和環境在整個國民經濟活動中所起的作用，并以最簡明的經濟指標反映可持續發展的本質。SEEA核算法通過把資源和環境賬戶作為SNA(國民經濟核算賬戶體系)的衛星賬戶，然后與核心賬戶(貨幣型賬戶)對接形成一體化核算。由于資源和環境是物質型賬戶，需要先將環境賬戶和資源賬戶轉換為貨幣型賬戶。目前生態資本價值的核算方法有以下六種。

3．1補償價值法

補償價值法根據勞動價值理論，認為凝結抽象勞動后的資源環境具有價值，從補償角度看生態資本價值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分別為補償、保護與建設某項資源環境所投入的物化勞動價值、活勞動價值和活動動創造的剩余價值。該法以實際投入的補償支出計量資源環境的兩大價值，應用了歷史成本屬性，可靠性較高但相關性不足。同時，沒有收入勞動的資源環境與少量投入勞動的資源環境同樣也具有價值的觀點已經逐漸被人們所接受，對這部分資源與環境不進行計量的話，資源環境總價值易被低估，造成資源環境的濫用。因此，補償價值法主要適用于資源環境補償增值的計量。

3．2總經濟價值法

總經濟價值法根據效用價值理論，將資源環境價值(TEV)按效用不同分為兩大類：使用價值(uv)和非使用價值(NUV，又稱存在價值)；又將UV細分為直接使用價值(DUV)、間接使用價值(IUV)與選擇價值(OV)。其計量關系為：

TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV

式中，DUV是指資源環境直接滿足人們生產和消費需要的價值，表現為物質功能，可直接根據市場價值法計量；IUV不直接進入生產和消費過程，但可為生產和消費創造必要條件，表現為環境容量和舒適，可采用生產函數法、損失規避法、預防支出法等計量；OV是人們愿意保護現有資源環境以備未來使用的支付意愿，相當于消費者為一項未使用的資源環境所愿意支付的保險金，表現為資源環境的自行維持功能；NUV為人類對資源環境的永久享用價值與資源環境潛在功能價值的合理評估。目前DUV與IUV可應用于歷史成本、現行市價等屬性進行直接或間接計量，比較可靠；OV與NUV均僅能采用價值評估法進行計量，計量的主觀性強，可靠性低。因此，企業在進行資源環境價值核算時，只要同時符合可定義性、可靠性與相關性要求，企業就應將其擁有的或控制的資源環境確認為自然資產，并同時確認相應的生態資本。

3．3租金或預期收益資本化法

租金或預期收益資本化法根據地租理論和財務管理理論，將預期的資源環境在未來一定年限內產生的兩大價值(即預期的租金或收益)按社會貼現率折現后的現值作為資源環境價值。其計量公式為：

V=V1+V2

V1=qRo／r

V2=A(1+K)／(nQ)

式中，V為資源環境價值；V1、V2分別為資源環境的商品價值與服務價值；Ro為基本地租或基本租金；r為地租率或平均利息率；q為資源等級系數；A為投入總額；Q為受益資源總量；n為受益年限；K為資金利潤率。該法應用了未來現金流量現值屬性，可較為準確地反映資源環境的未來經濟利益。租金或預期收益資本法主要適用于融資租人、借人資源環境的價值計量。3．4邊際機會成本法(MOC)

邊際機會成本法基于效用價值理論，該理論認為任何經濟活動的成本代價不僅包括對生產各個要素的消耗，而且也包括由于外部不經濟行為對生態系統所造成的代價。因此，理論上任何資源環境產品的價格P等于其邊際機會成本(MOC)，MOC又等于資源環境產品的邊際生產成本(MPC)、邊際資源耗竭成本(MUC)與邊際環境成本(MEC)之和。即：

P=MOC＝MPC+MUC+MEC

生態資本價值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．

式中，MPC常用生態價格定價法或影子價格法計算，較為準確、簡便；P為資源環境產品的現行市價。該法主要適用于生產性資源環境價值的核算。

3．5總和價值法

該理論認為生態資本價值核算方法應該從馬克思價值理論的全部論述中去尋找結果。這部分學者認為，生態資本價值不單單是指直接投入其中的人的勞動價值，還包括生物有機體的所有權和使用權的價格，以及生態系統服務地租。也就是說，生態資本的價值等于人類直接投入的勞動、生物有機體的使用價值與所有權價值和生態系統服務級差地租之和。投人生態系統的人的勞動包括投入人工生態系統的勞動和維護自然生態系統的勞動，是抽象的一般社會必要勞動；生態有機體的使用價格實際上是生態系統服務所有權與使用權轉移的貨幣表現，它是經濟所有權存在，生態系統被所有者控制，生態系統因所有權規律而產生一種現象，即當社會需要交換資源環境時，生態系統由于有用性而獲得價格；生態系統服務級差地租是生態系統服務的差別為基礎的地租。

3．6替代價值法

替代價值法根據效用價值論，將不能直接進行價值計量的資源環境，按其各項主要功能分別選用合理的計量方法進行功能替代，計算各項功能的價值，將總價值視為資源環境價值。替代價值法主要有較為可靠的市場價值法、旅行費用法，以及主觀性較強、可靠性較低的調查評價法、支付意愿法等。它主要適用于計量資源環境的服務價值，應用時應優先選用較為可靠的替代方法。

4生態資本價值核算與可持續發展

經濟理論認為，能夠帶來收益的東西稱為資本。生態系統，無論是天然的生態系統還是已投入了人類抽象勞動的人工生態系統都可以為人類帶來巨大的社會財富。按照資本能帶來收益和財富的概念以及生態系統為人類帶來巨大收益和財富的事實，生態系統無疑是資本。但是，長期以來我國都沒有對這種資本進行行之有效的管理，經濟發展也為之付出了巨大的資源和環境代價，經濟發展帶來的好處并不明顯。所以，加強生態資本管理，制止生態系統耗減和質量下降的趨勢。通過技術進步、資源利用和環境改善，限制不合理的經濟增長計劃，適度地開發和利用資源環境，加強生態系統的管理已成為當務之急。但是，其中最為重要的是進行生態資本的價值核算，準確評估經濟活動造成的資源浪費和環境退化數量，事前分析不同經濟政策對資源和環境造成的影響，以便決策，從而構建一套能夠提供可持續經濟增長趨勢和經濟預警信號的綠色國民經濟核算指標體系，實現可持續發展。

4．1進行經濟體制改革是實現可持續發展的基礎

生態系統對社會經濟的貢獻有公共品或準公共品的屬性，長期以來，資源環境的產權很難界定清楚或產權得不到保障。眾多微觀個體構成的群體共同擁有、享用資源環境，對于占用或利用資源環境的利益相關者來說，這些生態系統產品具有稀缺性，對于構成這些群體的個體來說，由于權益分別、交換的代價遠遠大于它們獲得收益，人們更樂于作為免費搭車者，而不愿為享受生態系統付出代價。因此使用者感受不到生態系統的稀缺性，價格機制不能刺激使用者保護生態系統。市場機制的引入，由于使用者已經逐漸意識到生態系統潛在或實際的短缺，價格得到顯著的提高，從而強烈刺激使用者投入資金保證生態系統的可持續性。通過經濟體制的改革，建立現代化企業制度，可為經濟綠色發展奠定基礎。

4．2調整和優化產業結構是實現可持續發展的途徑

長期以來生態系統與經濟發展之間存在著尖銳的矛盾。但是，20世紀末興起的知識經濟為經濟的發展開辟了新的途徑，經濟的發展的主要源泉不再是勞動力、資本或原材料，世界經濟的增長也從增加投入型變為知識和技術進步型。我國已經確定了可持續發展戰略，將調整和優化產業結構，建立一套綠色資源環保型社會經濟發展體系，走持續發展道路。

4．3生態系統與經濟發展共同決策是實現可持續發展的條件

伴隨著經濟增長和工業化，人類付出了巨大的生態代價，以往較為豐富的生態資本變得日益稀缺，嚴重阻礙了經濟的發展。因此，各國紛紛提出可持續發展戰略，希望由此擺脫傳統經濟增長模式。現在，各國在進行政府決策時，更多的是將生態系統與經濟發展作為一個整體考慮，進行資源環境核算，使人們正確地看待經濟增長成本，注重經濟增長質量。

篇9

經濟活動離不開物質資本、人力資本和生態資本三者共同作用。“綠色發展”就是以“綠色GDP”為發展目標，從現行的GDP中扣除資源環境成本和對資源環境的保護服務費用，在保障生態資本可持續發展的前提下，更多地以人力資本代替資源資本和環境資本，提高物質和能源的使用效率，使經濟增長方式轉變為低能耗、低污染。

1生態資本內涵

1．1生態資本定義

生態資本是相對人力資本和物質資本(實物資本與金融資本)而言的，表現為生態系統所有的資源生態潛力、環境自凈能力、生態環境質量和生態系統對人類的整體有用性等生態質量因素的總和，是具有生態價值的資本。生態資本按空間構成關系可分為三類：(1)地質資本，包括礦物資源和化石資源；(2)地理資本，包括土壤資源、水力資源、氣候資源和生物資源；(3)星際資本，包括光能和風能。而應納入生態資本價值核算體系的只包括地質資本和地理資本這兩種數量有限的資源。

1．2生態資本的特征

生態資本作為參與經濟活動的要素之一，同物質資本和人力資本一樣，生態資本的特征也具有二重性：一是具有生態資本的本質屬性，具有自然生態功能，遵循自然生態規律，表現為生態資本的使用價值；二是具有資本的共同屬性，即以保值增值為目的，遵循市場供求與競爭規律，表現為生態資本的價值。

但是，生態資本不同于物質資本和人力資本，生態資本具備其它資本所不具有的特征：(1)整體增值性。資本的目標是價值最大化或盈利最大化，由于生態資本受到生態系統整體性的制約，保持生態系統內各因子的平衡協調，是實現生態系統整體價值最大化或盈利最大化的前提；(2)長期受益性。通過合理利用生態資本，其使用價值與價值將不會永久喪失。并且，可再生資源還能依靠其自生的累積性，使生態資本自動增值，帶來長期的經濟效益與生態效益；(3)雙重競爭性。生態系統各因子是在相互制約與相互促進中得到發展的，遵循共生、相生相克等自然生態競爭規律；同時，生態資本又與物質資本、人力資本等存在著市場競爭，遵循市場競爭規律；(4)開放性與融合性。生態資本既具有生態環境系統的開放性與多樣性，又具有一般資本的融合性與擴張性，生態資本經營可以采用產權主體多元化、利益共同體等方式；(5)極值性。生態資本能夠承載人類生存與經濟發展對生態系統經濟功能的需求，但是，生態資本對人類的需求并不是無限滿足的，其承載力具有一定的極值，超過極值進行開發和利用，將會導致資源環境的退化；(6)不動性與逃逸性。生態資本既具有資源環境的空間固定性，又具有一般資本規避風險的逃逸性。低回報率的生態資本會轉移地域或變換形態，流動到回報率較高的領域，引起生態資本的資本功能性逃逸；(7)替代性與轉化性。在一定條件下，生態資本與物質資本、人力資本之間能夠相互替代或相互轉化；(8)空間分布的不均勻性和嚴格的區域性。不同區域的生態系統的組合和匹配都不一樣，而“因地制宜”是合理使用生態資本的一項基本原則。

2生態資本價值理論

生態系統依照其是否凝結人的勞動可分為人工生態系統和自然生態系統。我國目前的經濟價值核算體系不對自然生態系統進行價值核算，導致生態資本價值被低估和人類對資源環境需求的過度膨脹，從而造成生態系統的嚴重失衡。自然生態系統是否具有價值在理論上還沒有形成統一的認識，勞動價值理論、效用價值理論、要素價值理論和供求價值理論等主要價值理論都對此有著不同的認識。

2．1勞動價值理論

勞動價值理論是以馬克思的勞動價值理論為基礎，廣泛地應用于價值的確認和計量中。勞動價值理論認為勞動是衡量物品是否具有價值的唯一標準。如果生態資本具有價值，該價值就是物化在資源和環境中的社會必要勞動時間，人們的抽象勞動與生態系統相結合，生態系統就具有價值；相反，當某一生態系統中的資源和環境沒有投入抽象勞動時，該生態系統也就不具有價值。而生態資本的價值是由生產這種生態資本的社會平均勞動時間所決定的。

在實際中，不管人們是否承認沒有投入人類勞動的自然生態系統是否具有價值，該生態系統都是客觀存在的，發揮著具體的生態服務功能。隨著我國社會主義市場經濟理論研究的深化，沒有投入勞動的生態系統或部分投入勞動的生態系統同樣具有價值的觀點已逐漸被人們所接受。但是，勞動價值理論在生態資本價值計量方面存在著困難。

2．2效用價值理論

效用價值論認為價值就是人們對物品效用的感覺和評價，效用是價值的源泉。自然生態系統能滿足人類生存發展需求，具有價值。但是，效用價值理論具有較強的主觀隨意性，它僅能為生態系統的存在價值、選擇價值的確定和計量提供可行的方案。

2．3要素價值理論

要素價值理論認為自然生態系統等非勞動要素與勞動要素一樣共同創造價值并參與到價值分配中，所以自然生態系統同樣也具有價值。但是要素價值理論模糊了勞動創造價值這一科學定義。

2．4供求價值理論

供求價值理論認為有需求的東西就具有價格，供求決定價值，供求關系是價值規律的內涵。該理論認為自然生態系統是社會經濟發展中稀缺的資源，通過市場可使得其價值能夠充分得以體現，在價值確認和計量上具有可行性。

總的來說，自然生態系統也具有價值，并且與人工生態系統一起組成生態資本，參與到價值創造的經濟活動中去。

3生態資本價值核算方法

現在越來越多的國家和國際組織將資源和環境納入國民經濟核算體系，建立了一套資源環境與經濟一體化核算體系(SEEA)。該體系能準確地表現資源和環境在整個國民經濟活動中所起的作用，并以最簡明的經濟指標反映可持續發展的本質。SEEA核算法通過把資源和環境賬戶作為SNA(國民經濟核算賬戶體系)的衛星賬戶，然后與核心賬戶(貨幣型賬戶)對接形成一體化核算。由于資源和環境是物質型賬戶，需要先將環境賬戶和資源賬戶轉換為貨幣型賬戶。目前生態資本價值的核算方法有以下六種。

3．1補償價值法

補償價值法根據勞動價值理論，認為凝結抽象勞動后的資源環境具有價值，從補償角度看生態資本價值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分別為補償、保護與建設某項資源環境所投入的物化勞動價值、活勞動價值和活動動創造的剩余價值。該法以實際投入的補償支出計量資源環境的兩大價值，應用了歷史成本屬性，可靠性較高但相關性不足。同時，沒有收入勞動的資源環境與少量投入勞動的資源環境同樣也具有價值的觀點已經逐漸被人們所接受，對這部分資源與環境不進行計量的話，資源環境總價值易被低估，造成資源環境的濫用。因此，補償價值法主要適用于資源環境補償增值的計量。

3．2總經濟價值法

總經濟價值法根據效用價值理論，將資源環境價值(TEV)按效用不同分為兩大類：使用價值(uv)和非使用價值(NUV，又稱存在價值)；又將UV細分為直接使用價值(DUV)、間接使用價值(IUV)與選擇價值(OV)。其計量關系為：

TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV

式中，DUV是指資源環境直接滿足人們生產和消費需要的價值，表現為物質功能，可直接根據市場價值法計量；IUV不直接進入生產和消費過程，但可為生產和消費創造必要條件，表現為環境容量和舒適，可采用生產函數法、損失規避法、預防支出法等計量；OV是人們愿意保護現有資源環境以備未來使用的支付意愿，相當于消費者為一項未使用的資源環境所愿意支付的保險金，表現為資源環境的自行維持功能；NUV為人類對資源環境的永久享用價值與資源環境潛在功能價值的合理評估。目前DUV與IUV可應用于歷史成本、現行市價等屬性進行直接或間接計量，比較可靠；OV與NUV均僅能采用價值評估法進行計量，計量的主觀性強，可靠性低。因此，企業在進行資源環境價值核算時，只要同時符合可定義性、可靠性與相關性要求，企業就應將其擁有的或控制的資源環境確認為自然資產，并同時確認相應的生態資本。

3．3租金或預期收益資本化法

租金或預期收益資本化法根據地租理論和財務管理理論，將預期的資源環境在未來一定年限內產生的兩大價值(即預期的租金或收益)按社會貼現率折現后的現值作為資源環境價值。其計量公式為：

V=V1+V2

V1=qRo／r

V2=A(1+K)／(nQ)

式中，V為資源環境價值；V1、V2分別為資源環境的商品價值與服務價值；Ro為基本地租或基本租金；r為地租率或平均利息率；q為資源等級系數；A為投入總額；Q為受益資源總量；n為受益年限；K為資金利潤率。該法應用了未來現金流量現值屬性，可較為準確地反映資源環境的未來經濟利益。租金或預期收益資本法主要適用于融資租人、借人資源環境的價值計量。

3．4邊際機會成本法(MOC)

邊際機會成本法基于效用價值理論，該理論認為任何經濟活動的成本代價不僅包括對生產各個要素的消耗，而且也包括由于外部不經濟行為對生態系統所造成的代價。因此，理論上任何資源環境產品的價格P等于其邊際機會成本(MOC)，MOC又等于資源環境產品的邊際生產成本(MPC)、邊際資源耗竭成本(MUC)與邊際環境成本(MEC)之和。即：

P=MOC＝MPC+MUC+MEC

生態資本價值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．

式中，MPC常用生態價格定價法或影子價格法計算，較為準確、簡便；P為資源環境產品的現行市價。該法主要適用于生產性資源環境價值的核算。

3．5總和價值法

該理論認為生態資本價值核算方法應該從馬克思價值理論的全部論述中去尋找結果。這部分學者認為，生態資本價值不單單是指直接投入其中的人的勞動價值，還包括生物有機體的所有權和使用權的價格，以及生態系統服務地租。也就是說，生態資本的價值等于人類直接投入的勞動、生物有機體的使用價值與所有權價值和生態系統服務級差地租之和。投人生態系統的人的勞動包括投入人工生態系統的勞動和維護自然生態系統的勞動，是抽象的一般社會必要勞動；生態有機體的使用價格實際上是生態系統服務所有權與使用權轉移的貨幣表現，它是經濟所有權存在，生態系統被所有者控制，生態系統因所有權規律而產生一種現象，即當社會需要交換資源環境時，生態系統由于有用性而獲得價格；生態系統服務級差地租是生態系統服務的差別為基礎的地租。

3．6替代價值法

替代價值法根據效用價值論，將不能直接進行價值計量的資源環境，按其各項主要功能分別選用合理的計量方法進行功能替代，計算各項功能的價值，將總價值視為資源環境價值。替代價值法主要有較為可靠的市場價值法、旅行費用法，以及主觀性較強、可靠性較低的調查評價法、支付意愿法等。它主要適用于計量資源環境的服務價值，應用時應優先選用較為可靠的替代方法。

4生態資本價值核算與可持續發展

經濟理論認為，能夠帶來收益的東西稱為資本。生態系統，無論是天然的生態系統還是已投入了人類抽象勞動的人工生態系統都可以為人類帶來巨大的社會財富。按照資本能帶來收益和財富的概念以及生態系統為人類帶來巨大收益和財富的事實，生態系統無疑是資本。但是，長期以來我國都沒有對這種資本進行行之有效的管理，經濟發展也為之付出了巨大的資源和環境代價，經濟發展帶來的好處并不明顯。所以，加強生態資本管理，制止生態系統耗減和質量下降的趨勢。通過技術進步、資源利用和環境改善，限制不合理的經濟增長計劃，適度地開發和利用資源環境，加強生態系統的管理已成為當務之急。但是，其中最為重要的是進行生態資本的價值核算，準確評估經濟活動造成的資源浪費和環境退化數量，事前分析不同經濟政策對資源和環境造成的影響，以便決策，從而構建一套能夠提供可持續經濟增長趨勢和經濟預警信號的綠色國民經濟核算指標體系，實現可持續發展。

4．1進行經濟體制改革是實現可持續發展的基礎

生態系統對社會經濟的貢獻有公共品或準公共品的屬性，長期以來，資源環境的產權很難界定清楚或產權得不到保障。眾多微觀個體構成的群體共同擁有、享用資源環境，對于占用或利用資源環境的利益相關者來說，這些生態系統產品具有稀缺性，對于構成這些群體的個體來說，由于權益分別、交換的代價遠遠大于它們獲得收益，人們更樂于作為免費搭車者，而不愿為享受生態系統付出代價。因此使用者感受不到生態系統的稀缺性，價格機制不能刺激使用者保護生態系統。市場機制的引入，由于使用者已經逐漸意識到生態系統潛在或實際的短缺，價格得到顯著的提高，從而強烈刺激使用者投入資金保證生態系統的可持續性。通過經濟體制的改革，建立現代化企業制度，可為經濟綠色發展奠定基礎。

4．2調整和優化產業結構是實現可持續發展的途徑

長期以來生態系統與經濟發展之間存在著尖銳的矛盾。但是，20世紀末興起的知識經濟為經濟的發展開辟了新的途徑，經濟的發展的主要源泉不再是勞動力、資本或原材料，世界經濟的增長也從增加投入型變為知識和技術進步型。我國已經確定了可持續發展戰略，將調整和優化產業結構，建立一套綠色資源環保型社會經濟發展體系，走持續發展道路。:

4．3生態系統與經濟發展共同決策是實現可持續發展的條件

伴隨著經濟增長和工業化，人類付出了巨大的生態代價，以往較為豐富的生態資本變得日益稀缺，嚴重阻礙了經濟的發展。因此，各國紛紛提出可持續發展戰略，希望由此擺脫傳統經濟增長模式。現在，各國在進行政府決策時，更多的是將生態系統與經濟發展作為一個整體考慮，進行資源環境核算，使人們正確地看待經濟增長成本，注重經濟增長質量。

篇10

水土保持生態系統功能的外部價值是產生于水土流失治理流域或區域外的生態系統服務價值。結合研究區實際情況，確定水土保持生態系統外部服務價值包含兩方面，即水土保持改善生態系統物質循環的效益及其生態系統服務價值、水土保持調節水文循環的效益及其生態系統服務價值。

2．1水土保持改善生態系統物質循環的效益及其生態系統服務價值

有關研究成果表明，土地利用／覆被變化（LUCC）對土壤有機質含量有著顯著的影響。因此，水土保持改善生態系統物質循環的效益主要體現在植被改良土壤過程中固定碳與積累氮素的作用上。根據趙建民的研究成果，黃土高原丘陵區林草植被固定碳的邊際效益為91．31元／hm2，固定氮的邊際效益為105．46元／hm2，合計為196．77元／hm2（土層深度按60cm計算）。因此，通過計算研究區林草植被面積（不包括果園與覆蓋率很低的荒坡草地），其改良土壤作用的生態系統服務價值為14．35萬元，見表5．研究區內林木每年新增長期生物量約為4．12t／hm2，木材含碳量按43％計算，經計算林木固定碳的邊際效益約為555．64元／hm2。因此，計算研究區項目實施后林木生態系統的服務價值為34．81萬元（見表6）。綜上所述，研究區水土保持植物措施在改善生態系統物質循環方面的生態系統服務價值由33．72萬元增加到49．16萬元，增加了15．44萬元。

2．2水土保持調節水文循環的效益及其生態系統服務價值

水土保持調節水文循環的效益主要體現在水土保持減洪效益及其生態系統服務價值，以及水土保持減沙效益及其生態系統服務價值方面。根據項目實施前后水土保持措施面積與不同水土保持措施減洪效益的生態系統邊際服務價值，可以計算項目實施前后研究區水土保持措施減洪效益的總價值，見表7。不同水土保持措施減洪效益的生態系統邊際服務價值取值采用王浩等、張勝利等、吳欽孝［17］、趙建民的研究成果，分別為梯田247元／hm2、林地378元／hm2、草地234元／hm2。由表7可見，研究區水土保持措施防洪效益的生態系統服務價值為76．03萬元，較項目實施前增加了41．04萬元。根據水保法計算研究區項目實施后的水土保持年減洪、減沙量，見表8、表9。減洪、減沙定額來源于常丹東對黃土高原丘陵溝壑區的研究成果。研究區水資源利用邊際效益按0．85元／m3計算，研究區水土保持減洪、減沙年生態系統服務價值增加情況見表10。由表8、表9可知，項目實施前后項目區水土保持減洪量由13．20萬m3／a增加到30．99萬m3／a，增加了17．79萬m3／a；減沙量由3．76萬t／a增加到8．57萬t／a，增加了4．81萬t／a。由表10可知，如果按當地水資源利用邊際效益0．85元／m3計算，那么年生態系統服務價值增加了87．09萬元。

研究區水土保持生態系統服務功能外部價

值綜合評價研究區處于農村，空氣污染源相對較少，空氣品質良好，點源污染及面源污染對河流水質產生不利影響輕微，因此水土保持措施在吸收大氣污染物、凈化水質等方面的效益是可以忽略不計的。綜合考慮水土保持措施在物質循環、減洪、減沙（保土）等方面的功能，從實施前到實施后研究區的外部生態系統服務價值由137．39萬元增加到280．96萬元，增加了143．57萬元，增長幅度為104．5％，見表11。人均生態系統外部服務價值為223．94元。

由表11可以看出：項目實施后3種水土保持措施中，梯田的外部服務價值最高，林地高于草地。林地的生態系統外部服務價值中，保土的效益最高，約占總價值的41％；其次為物質循環效益，約占35％；減洪效益最低，占24％。梯田的生態系統外部服務價值主要為保土，占總價值的69％，其余為減洪。由于梯田的土壤肥力未從根本上得到改善，因此梯田在調節生態系統物質元素循環方面的效益幾乎可以忽略不計。草地的三項生態系統外部服務價值均較低，但調節生態系統物質元素循環的效益最高，占總價值的71％，其次為減洪與保土的效益，占總價值的29％。在減洪與保土方面梯田的生態系統服務價值最大，其次是林地與草地。

結語

（1）利用生態系統服務價值理論評價了甘肅省秦安縣水土保持建設項目的生態系統服務功能。結果表明：項目實施后，研究區生態系統服務價值與使用價值都有了顯著提高，生態系統服務功能得到改善。項目實施后研究區內人均生態系統內部服務價值由2173元增加到3272元；外部生態系統服務價值由137．39萬元增加到280．96萬元。研究區生態系統外部服務價值增長的幅度要大于內部服務價值。

篇11

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.14.013

Abstract： The LNOPT platform and GIS software were used to analyze five ecological functions and build the ecological landscape optimization model in the study area. The equivalent factor method of value of ecosystem services was used to calculate and analyze the value of ecosystem services before the overall plan for land-use，land-use planning and after land-use. The results showed that， the total value of ecosystem service was 9.533 3×108 yuan in Huailai. After land-use planning， the total value of ecosystem services became 9.438 3×108 yuan， a decreasing of 1.00%. After optimizing land use landscape ecology， the total value of ecosystem services was 9.928 2×108 yuan， increasing 4.14%. After the land use planning，the individual service values of land all had been reduced except the food production. After optimization of the landscape， the individual values of ecosystem service all had been increased. Landscape ecological optimization model of the study area could achieve certain ecological effects. It could be used as a reference for the next round of land use planning and regional development.

Key words：land use general planning； value of ecosystem services； LNOPT software； landscape optimization， Huailai county

生態系統服務價值是指人類從生態系統中獲得生活必需品并且保證生活質量這兩部分的所有惠益。人類直接或間接地運用其過程、結構和功能來獲取生存發展所需要的支持和服務。生態系統服務功能是指生態系統與生態過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[1]。生態系統服務價值維持著人類的生存和發展，是人類所必需的自然資本。科技的不斷發展影響生態系統服務功能，但是不可以替代自然生態系統服務功能。隨著可持續發展的不斷深入和研究，保護和維持生態系統服務功能已經成為可持續發展的重要基礎。對于生態系統服務價值的研究是國內外研究可持續發展的熱點之一。近些年來，國外學者對生態系統服務價值做了諸多的理論和實例研究[2-5]，國內研究者也分別從不同區域尺度進行了積極探討[6-11]。研究表明，開展土地利用背景下的生態系統服務價值的定量分析和區域比較，對促進區域生態建設和可持續發展具有重要意義。

土地利用總體規劃是在一定區域內，根據國家社會經濟可持續發展的要求和當地自然、經濟、社會條件，對土地的開發、利用、治理、保護在空間上、時間上所作的總體安排和布局，是國家實行土地用途管制的基礎[12]。土地利用總體規劃是以經濟效益為目標的，在這種目標下，土地的利用類型會發生變化，從而導致系統生態服務價值的變化。諸多學者將優化生態系統服務功能與土地利用總體規劃相結合，對土地利用總體規劃進行定量分析，協調經濟效益和生態效益的關系，從而使土地利用總體規劃更具科學性和直觀性[13-17]。這對維持生態平衡、建立科學合理的土地規劃利用方法具有重要指導意義。

1 基礎數據來源與研究方法

1.1 基礎數據來源

根據《懷來縣土地利用總體規劃（2010―2020）》、《懷來縣土地利用現狀（2010）》圖件和文本等獲取研究區土地利用類型數據。并將這些數據進行分類，即耕地、園地、林地、草地、水域、建設用地和其他土地。依據《河北省統計年鑒》和《河北省國民經濟和社會發展統計》得到研究區社會經濟發展狀況的基礎資料。

1.2 研究方法

從土地利用總體規劃引起的土地類型變化入手，運用LNOPT軟件進行研究區現狀的景觀生態優化，對水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能5項功能選取不同的指標并結合專家打分法建立景觀生態優化模型，將地區的景觀建設引入土地利用總體規劃中，并與現有的土地利用總體規劃的生態系統服務價值進行對比分析。

LNOPT是2002年由Gruehn與Kenneweg提出，用于模擬中歐地區景觀特色的生物評價模型。該模型是通過“函子”按照排列順序進行數據處理，并進行動態反饋、數據層和多區域方法的運算。通過LNOPT的生物評估模型、社會經濟評估模型和非生物評估模型這3個模型的平臺分別對水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能進行數據轉化、矩陣加權和數據計算。通過三步封裝，提供一系列的計算，利用ArcGIS 9.3成圖。

采用Costanza等[18]的生態系統服務價值估算方法對氣候調節、生物多樣性、氣體調節、土壤保護、物質生產、廢物處理、水源涵養、娛樂文化和原材料9種生態系統服務功能價值進行估算，得出研究區優化前后的生態系統服務價值總量。

2 景觀生態模型的構建

2.1 水源涵養功能模型

水源涵養服務功能的意義在于研究區中的水資源調節程度。根據該區域中的河流、水庫的地理位置，以及整個河流水資源的利用和徑流的調節作用進行綜合考慮。一般地區涵養水源功能是由于地表覆蓋、土壤滲透和地形這3方面構成，它們主要受地表覆蓋率，土壤滲透力，地形等因素影響。根據該區域生態系統涵養水源服務功能的影響因素和生態環境的特征，考慮數據可獲得性，選擇地形坡度、土壤滲透、植被覆蓋度和含水量作為重要評價指標，根據懷里地區的地形地貌特征，降水分布情況、土壤以及植被覆蓋，進行不同等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。

2.2 物質生產功能模型

從懷來縣的生態系統服務功能出發，選擇能夠直接生產產品的功能進行評價。根據生態系統提供的農產品的能力作為重要的分級依據。評價研究區生態系統的物質涵養功能，結合該區域的地形地貌特征和產品生長條件，考慮該區域的數據可行性，選取土壤類型、剖面構型、有機質含量和坡度作為重要的評價指標，再根據該區域的地形地貌和生長條件進行等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。

2.3 土壤保護功能模型

土壤保護功能的評價是在土壤侵蝕性的基礎上，依據土壤侵蝕情況和土壤侵蝕對河流或者水資源的影響來進行評價。懷來縣地形比較復雜，以山地為主，其中大多數都是坡度大于25°的坡地，該區域容易發生土壤侵蝕，是懷來縣山區最為主要的土地生態環境問題。

土壤侵蝕敏感性是方便分辨出土壤侵蝕的區域，分析它對人類活動的影響。美國通用土壤侵蝕方程（USLE）包括坡面土壤流失影響程度的主要因素，該公式在國內外得到了廣泛的應用。通用土壤侵蝕方程（USLE）的表達式為：

A=R?K?LS?C?P（1）

式（1）中，A為土壤侵蝕量，R為降水侵蝕力，K為土壤質地因子，LS為坡度坡向因子，C為地表覆蓋因子，P為農業耕作措施因子。其中，農業耕作措施是人為因素。

從土壤侵蝕方程中，可以看出影響一個區域土壤侵蝕的主要有地理條件、水資源、植被、土壤和人類活動五大因素，這些因素同時可以被用來表示某個區域對土壤侵蝕的敏感性。根據懷來相關文獻和獲得數據情況，本研究選取了土地利用類型、坡度、土壤質地、水資源分布和距林場、林地距離作為評價因子，并對各指標因子進行不同等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。

2.4 生物多樣模型

懷來縣擁有豐富的植物類型和復雜的生物群落，而植物是鳥類分布和多度的第一影響因子。鳥類常常作為植物群落的指示物種，進而反映棲息地及周邊生態環境。本研究選取大白鷺作為懷來縣的生態多功能優化的焦點物種，通過觀察懷來縣鳥類的生物習性、棲息地類型、生態特征等進行分析。大白鷺是大中型涉禽，棲息于平原和山地附近的河流、水田、湖泊及沼澤地帶，以甲殼類、軟體動物、水生昆蟲以及小魚、蛙、蝌蚪和蜥蜴等動物性食物為食，攝食區域主要是河流、沼澤等淺水區域。從大白鷺攝食地區的距離來看，大多數是在距離巢穴大約5～10 km范圍內，少數在15～25 km的范圍內，極少數在巢穴周圍約2 km范圍內攝食。本研究針對大白鷺棲息地和筑巢特征，確定影響大白鷺選擇棲息地的因子，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。

2.5 娛樂文化功能模型

懷來縣具有良好的生態環境，擁有官廳水庫、休閑度假太師莊、葡萄莊園、自然風景區等戶外游憩空間，游憩資源具有類型多、數量大、分布廣的特征。本研究根據研究區的各地區景點以及地形地類的分布情況，考慮研究區的數據可行性，選取坡度、土地類型、距農村道路和公路的距離、距水體的距離和距景區（特殊用地）的距離這5個因子作為評價指標，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。

綜上所述，運用LNOPT軟件平臺的非生物評估程序對水源涵養、物質生產、土壤保護功能進行優化，運用生物評價程序對生物多樣進行優化，運用社會經濟評價程序對娛樂文化功能進行優化。首先是運用GIS軟件對懷來縣遙感影像圖解譯，并進行矢量化和編輯處理每個圖形的屬性，再運用插值計算，將其表面數據轉化成柵格圖層；第二步，根據LNOPT軟件的應用程序，確實功能因子，通過專家打分法確定每個因子的分值；第三步，對水源涵養的因子進行相關性檢查，并且運用專家打分法確定權重，確定每個因子的權重分值；第四步，運用LNOPT軟件平臺，結合柵格數據，通過權重加權的方法進行計算；第五步，經過LNOPT平臺數據驗證模型以研究區現狀為樣本進行校正，確定該區域功能的景觀優化圖，結果見圖1～圖5。

2.6 綜合生態系統服務功能景觀優化模型

綜合以上水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能的景觀生態優化模型，建立綜合的景觀生態優化模型。這5項生態系統服務功能的景觀生態優化模型是具有同等重要性的，將其賦予相同的權重。將這5項生態系統服務功能的景觀生態優化模型運用LNOPT軟件中的矩陣加權方法進行疊加，根據最終分值確定懷來縣生態系統服務價值景觀優化模型（圖6）。它們形成了連續而完整的生態系統服務功能格局，為區域生態系統服務的健康和安全提供保障。

高水平區域是生態系統服務功能在城市發展中最重要的保障范圍，是不可打破的生態紅線，是需要嚴格控制和特殊保護的地帶，應該納入城市的禁止區域和限制建設區；中水平區域是生態系統服務功能比較限制的區域，該區域可以發展農業、建設用地，適合開展一些旅游景點供給人們進行旅游和觀賞；低水平區域是應該加強生態環境建設的區域，如在城市周圍增加綠化，減少建設用地。這種景觀生態優化模型維護了城市的基本生態環境，是懷來縣可持續發展的基礎保障，為城市建設提供一定的界線。

3 研究區生態系統服務功能變化分析

3.1 研究區生態系統服務價值系數計算

生態系統服務價值當量因子指生態系統產生生態服務相對貢獻大小的潛在能力[19]，將全國農田1 hm2糧食自然產量的經濟價值定義為1，其他生態系統服務價值當量因子表示該生態服務相對于農田生態系統生產服務的貢獻大小，本研究依據謝高地等[6]制定的不同省份農田生態系統生物量因子表，對懷來縣所在地區的生態系統服務價值當量系數進行修正（河北省的修正系數為1.02）。

沒有人力投入的自然生態系統提供的經濟價值等于當年平均糧食單產價值的1/7[20，21]，中國2005年單個生態系統價值當量的經濟價值為449.1元/hm2，結合2006年《河北省統計年鑒》的相關數據，可以計算得出2005年環京津地區平均糧食產量為4 683.35 kg/hm2。全國地均糧食產量為5 896.50 kg/hm2，據此為標準對全國的生態系統服務價值當量價值進行系數修正，確定該地區單個生態當量的價值為356.70元/hm2，據此可得到該研究區單位面積土地生態系統服務價值系數（表1）。

本研究中生態服務價值當量因子按以下方法進行歸類：耕地――農田，林地――森林，草地――牧草地，水域――水體，建設用地――居民點及工礦用地和交通用地；園地以本研究區的牧草地和林地的平均值為其生態系統服務單位價值[22]。

3.2 研究區生態系統服務價值計算

根據單位面積土地生態服務價值系數和各利用類型土地面積可以得出懷來縣生態系統服務功能的總經濟價值，其計算公式：

ESV=∑（VCk×Ak） （2）

式（2）中，ESV為土地生態服務價值，單位為元；VCk為第k類土地利用類型的生態服務價值系數，單位為元/hm2；Ak為第k類土地利用類型的總面積，單位為hm2。

依上可以得出懷來縣2010年各類土地生態服務價值量（表2）。

從表2中可以得出研究區現狀各類土地生態系統服務價值量。研究區域的林地面積居多，而且單位面積生態系統服務價值比較大，因此林地的生態系統服務價值總量最高，為3.541 3×108元。由表1可知，濕地的單位面積生態系統服務價值量比較高，但是生態系統服務價值總量受到土地類型面積的影響，濕地的生態系統服務價值量僅4.149×107元。同理，水域的生態系統服務價值為2.297 6×108元。研究地區中建設用地面積相對較大，且單位面積生態系統服務價值量變現為負效應，其價值量為-5.557×107元。研究區現狀的各類土地生態系統服務價值總量為9.533 3×108元。

3.3 各類土地利用類型生態系統服務價值變化

由表3可知，依據土地利用總體規劃方案，懷來縣在土地利用總體規劃前的總生態系統服務價值是9.533 3×108元，土地總體規劃后總生態系統服務價值有所減少，為9.438 3×108元，總體減少9.50×106元。土地利用規劃后，只有耕地增加了5.09×106元，其他土地利用類型的生態服務價值量均有下降，最為明顯的是園地，為6.27×106元，水域的變化量最小，為4×104元。

篇12

廣西是中國最大的蔗糖出口原產地之一，蔗糖業作為廣西的重要支柱產業，蔗田生態系統每年給廣西帶來巨大的經濟效益，甘蔗渣也有著很高的經濟價值。我國目前已經開發的甘蔗渣產品有酒精、飼料、纖維板、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，蔗田生態系統產品開發越多、經濟價值越大，意味著甘蔗作為蔗糖生產原料從蔗田生態系統中被拿走，甘蔗渣也作為酒精、造紙、纖維板等產品的生產原料被充分開發利用起來，整個蔗田生態系統成了無渣的甘蔗系列產業的物質基。以1994～2003年廣西蔗田生態系統產量、產值為例，我們發現蔗田生態系統給人們提供很高的生態經濟效益，可是人們對系統的回報只是些許的化肥和少得可以在統計學上忽略不計的農家肥，這種近乎掠奪式的生態索取、以犧牲生態效益追求經濟效益的做法，最終導致蔗田生態系統生產力逐年下降。本文通過蔗田生態系統的經濟效益與生態經濟效益比較分析，提示人們應該對保護蔗田生態系統問題予以重視。

二、研究區域和方法

廣西是中國最大的少數民族壯族與漢族、苗族、瑤族、侗族、么佬族、京族等12個民族聚居的自治區，東與廣東接壤，西與云南相連，西北與貴州交界，北部與湖南毗連，南臨北部灣，西南與越南相鄰。地處中國東南沿海，位于北緯20°54’～26°23’，東經104°28''''’～112°04’，北回歸線橫跨廣西中部，屬于亞熱帶季風氣候區，雨、熱資源豐富，且雨季、夏熱與農作物生長期同季，有利于農業生產。廣西年降雨量為1000mm～2800mm，大部分地區年平均降水量為1200mm～2000mm；太陽年總輻射量達90千卡～100千卡／平方厘米·年，日平均氣溫≥10℃，積溫為5，000℃－8，300℃，持續日數為240天～358天。盡管廣西地形多為山地、丘陵，土壤貧瘠，但其獨特的氣候環境和自然條件給廣西帶來了獨特的物產，適宜人居。廣西人過著自然的生活方式，成為中國人中最不愿意離開故土的人群。

廣西耕地面積為261.42萬公頃，占土地總面積的11.04％。其中旱地107.39萬公頃，占耕地面積的41.1％，旱地以種植玉米、甘蔗、花生、薯類作物為主。廣西的耕地多數是紅壤土，土壤的理化性質比較差，土壤的有機質如磷、鉀等礦物元素含量低，而且大多數耕地土層比較淺薄，土壤較為貧瘠。近20年來化肥用量日益增加，綠肥種植面積和農家肥的使用量逐漸減少，土壤有機質含量不斷下降，氮、磷、鉀比例失調。1982年廣西土壤普查結果是耕地中缺氮的占83％，缺磷的占85％，缺鉀的占87％；耕作的土壤有67％是酸性土，堿性土占33％。不斷增加的人口壓力以及對土地的不合理利用，使地力日益衰退。然而，近年來，隨著制糖業的發展，甘蔗種植已逐漸成為廣西旱地主要經濟作物和農民主要的經濟收入來源。

我們運用統計分析方法、經濟效益與生態效益比較分析的方法，利用廣西壯族自治區統計局農村調查隊的統計數據、廣西南寧糖業集團香山糖廠的相關數據及廣西崇左市農業局的相關統計材料，對廣西蔗田生態系統初級生產力、持續生產力及其生態效益、經濟效益進行分析，結論是作為主要經濟作物和農民主要經濟收入原產地的蔗田生態系統238.85％的投資收益率和巨大的經濟效益，主要是對自然氣候條件、蔗田系統地力的掠取，大自然恩賜的巨額生態經濟效益支撐著廣西甘蔗及蔗糖業的發展，占中國甘蔗種植面積一半多，是中國蔗糖業出口的最重要原產地。

三、結果與討論

(一)結果

(1)廣西早地作物總面積107.39萬公頃，1994～2003年，廣西甘蔗種植面積、年甘蔗產量及產值分別如表1所示。

(二)討論

蔗田生態系統是農業生態系統的微系統。Honing(1986)認為生態系統是生物的有機體集合，在該集合中生物間內在的相互作用對其行為的決定性超過外部任何事件對其行為的決定性。無論是關注物質循環、能量流動還是生物群落之間的相互作用，生態系統一般是指一個最大空間尺度上能自我維持的實體。農業生態系統是生態系統的一種，它和一般生態系統一樣，是在一個同質區域中或有限范圍內通過能量流動和物質循環把生物及其環境聯系起來的系統。農業生態系統特指以農業生物為主要組分、受人類調控、以農業生產為主要目標的生態系統。農業生態系統可分為農田生態系統、林業生態系統、漁業生態系統、牧業生態系統、農牧生態系統、林牧生態系統、農林生態系統等。

按照農作物的種類劃分，從微觀角度看，農田生態系統可分為稻田生態系統、蔗田生態系統、豆田生態系統、麥田生態系統等。蔗田生態系統是農田生態系統的組分，蔗田生態系統是指人們在旱地里以種植甘蔗為主，以獲得其生態與經濟價值為主要目的的單一農作物生態系統。甘蔗作為土壤物質的載體，主要是通過甘蔗的收獲和土壤肥料的施用來實現，甘蔗是蔗田生態系統物質循環、能量流動的貯存庫，甘蔗產量受到土壤養分的影響，甘蔗的收獲也會帶走土壤中的部分物質，使土壤養分數量減少，從而加速土壤物質循環的頻率。農家肥作為載體可以增加土壤中物質的數量，直至維持土壤物質平衡的作用。

表1所示，1994－2003年廣西蔗田種植面積、甘蔗產量和產值都有不穩定增長的趨勢。表2所示，廣西蔗田生態系統每年提供極大的生物量(NPP)和很高的生態經濟價值，蔗農們以較少的農業資本投入，為蔗糖業的發展帶來很高的生態經濟效益。而且，蔗田生態系統的物產——甘蔗所帶來的經濟價值和附加價值即甘蔗產量、蔗糖產量和產值也很大。特別不同于其他農田生態系統物產的是其廢棄物——甘蔗渣可以直接成為一系列甘蔗副產品的生產原料，為蔗糖產業帶來巨大的、持續的經濟效益。轉1、蔗田系統生態效益及其生態經濟效益

生態系統的生態效益就是系統對其環境及其系統生態因子提供有便利或利益，即生態系統服務價值。其服務價值由生物技術產品及自然生物圈給予人們提供的技術與服務價值所決定(Costanzaet.al，1997)。蔗田生態系統的生態服務價值就是蔗農們運用農業技術、種子、肥料作用于蔗田，蔗田系統為人們提供的物產，即蔗田生態系統凈初級生產力(NPP)。

生態經濟效益就是以市場行情所表示的生態價值，即系統生產力或系統為人類提供的服務效益。生態系統生產力就是系統做功的能力，即能生產人類所需要的產品或者能否在系統內適應自然的變化能力(K.A.沃科特etal，1997)。蔗田生態系統生產力從生物量上看，就是系統的生態價值(NPP)，從價值量上看就是系統的生態經濟價值(BEE)。NPP和BEE都是蔗田生態系統生產力可計算的部分，但是人類大部分的福利都來自于純自然的公共物品提供的生態系統服務，它們不需要一分錢而直接給人們帶來福利，例如空氣、水、土地資源、氣候調節、廢棄物凈化處理、美感和健康。蔗田生態系統也與其他的生態系統一樣，其生產力或服務效益除了為人類提供福利之外，還包括目前難以測算的價值，即系統為大氣、環境所提供的服務和為人類生存環境、精神享受等方面提供的服務價值。我們有必要了解蔗田生態系統為人類提供的生態系統服務價值，即經濟效益、生態經濟效益有其可持續經濟效益。

2、蔗田生態系統的經濟效益及其持續經濟效益

從經濟學角度看，蔗田系統的生態經濟效益(BE)就是NPP產值(NPP×價格)扣除生產成本，即生態經濟價值扣除生產成本部分，也就是蔗農的純收入。然而，蔗田生態系統在收獲甘蔗之后帶來的價值比甘蔗自身價值更大，它可以生產出蔗糖(PS)、蔗渣以及蔗渣系列產品和副產品(Pi)，它們的產量和產值就是蔗田生態系統持續生產力BP(PS+Pi)。從市場行情看，就是蔗田生態系統的持續經濟效益。它是由蔗渣資源化利用生產出的酒精、紙張、纖維板、可降解餐具、飼料、燃料等蔗渣系列產品的產值扣除其生產成本構成的。

1994～2003年廣西蔗田系統的生態經濟效益(BE)和經濟效益(PS)如圖1所示。

圖1中的相關價格是按1995～2003年平均價格計算，以下圖示相同。即蔗田生態系統的年生產成本是每千公頃256.88萬元的肥料+135萬元的甘蔗種子+13.5萬元的人力資本，即每萬公頃的成本為40.54萬元；甘蔗的價格為200.6萬元／萬噸；蔗糖的價格為3064.35萬元／萬噸計算；甘蔗渣的價格為164萬元／萬噸；根據當地居民有以甘蔗尾、葉作為牲畜飼料或薪材用的習慣，其價格按廣西類似牲畜飼料稻殼粉的價格200萬元／萬噸計算；甘蔗根則因為多年生草本植物，其根只在土壤中參與物質循環，其經濟價值難以測算而忽略不計

圖1顯示兩個特殊變化情況：一是1999年、2000年蔗田生態系統的經濟效益和持續經濟效益明顯下降；二是2001年以后蔗田生態系統的經濟效益和持續經濟效益卻顯著提高。引起這種狀況出現的原因有兩個：首先是1999年、2000年甘蔗市場價格下跌，糖廠收購了甘蔗卻不能及時對蔗農進行支付，打白條現象比較普遍，蔗農的經濟效益不能實現，來年生產資料的購買受到限制，生產積極性受挫。于是蔗農選擇了減少甘蔗的種植面積，使經濟損失盡可能減少，維護自身利益，從而使甘蔗的種植面積及其占旱地面積比率、甘蔗的產量和產值都分別出現負增長(圖2)。其次是地方政府對甘蔗收購市場的管理政策和對蔗農利益的維護措施不到位。比如，對于糖廠對蔗農打白條的現象沒有引起足夠重視，沒有及時采取措施，保障蔗農來年的生產資料的購買，忽視了蔗農利益的維護，也影響了糖廠來年的產量和產值。2001年起，地方政府制定了維護蔗農利益的政策與措施，不準許糖廠對蔗農打白條，還規定了甘蔗收購的保護價格。同時，銀行對農民開發了用于購買農業生產資料的小額度貸款項目，支持農業生產的發展。經過一個生產季節(甘蔗為一年)的政策時延，2002年農民大規模地擴增種植面積，使種植面積由2001年占全國甘蔗種植面積的46％逐年遞增為48.1％和50.3％，種植面積及其占廣西旱地面積比率、產量與產值的增長率、投資收益率同步迅速提高，使廣西成為全中國31個省、區的甘蔗產量、產值和蔗糖產量、產值最大的省區，中國最重要的蔗糖輸出原產地。

3、巨大的投資收益率支撐著巨大生態經濟系統及其相關產業

是什么原因使廣西蔗田生態系統及蔗糖產業如此發達，成為中國最重要的蔗糖出口原產地?從蔗田生態系統提供的生態經濟價值與蔗農投資的比率分析(見圖2)，我們發現，盡管甘蔗種植面積增長率(EGR)和甘蔗年產量增長率(IROP)基本一致——幾乎重合為同一條線，并且隨著市場波動而出現不穩定增長的特征，但是蔗農的年均投資回報率即投資收益率(RRO)很高，因而種植面積占旱地面積比率(PDLA)有逐年增長的趨勢。其中蔗田生態系統投資成本C由種子、肥料、殺蟲劑、和人力資本價值構成。年均投資收益率(ROIV)則是年均生態經濟價值(BEEV)與年均投資成本(CV)的比率。按2003年價格計算，近10年廣西蔗田生態系統的年均投資收益率(RRO)為238.85％。

可是，巨大的生態經濟效益建立在極少的投資成本基礎上，實際上就是對生態系統資源，尤其是對土壤養分的掠取。蔗田生態系統反饋的信息是每萬公頃甘蔗產量逐年遞減15萬噸，按照生態系統價值評估的耗損計算法推算，以及農作物形成所需要的養分參數計算，蔗田生態系統每年每萬公頃提前耗損300噸的氮、磷和450噸的鉀。這就是土壤養分及氣候、環境等生態因子過度耗損的信息。

四、結論與建議

篇13

資源環境具有自然屬性、經濟屬性和法律屬性。自然屬性包括天然性、有限性與稀缺性、生態性和區域性等。經濟屬性包括具有使用價值、能夠以貨幣計量和具有可收益性等。法律屬性包括資源資產產權在法律上具有獨立性,資源資產的使用權可以依法交易等。資源環境價值是生態資源環境經濟屬性和法律屬性的體現，是資源環境的直接價值。實現區際生態補償的基礎首先即在于資源環境的價值，這是因為對生態補償標準的確定，很大程度上依靠對資源環境的價值進行評估。

馬克思勞動價值論是馬克思剩余價值理論及整個馬克思政治經濟學的核心和基石，馬克思認為，“形成價值實體的勞動是相同的人類勞動，是同一的人類勞動力的耗費”。基于勞動價值論，馬克思認為，“如果它（指自然資源）本身不是人類勞動的產品，那么它就不會把任何價值轉給產品。它的作用只是形成使用價值，而不形成交換價值，一切未經人的協助就天然存在的生產資料，如土地、風、水、礦物中的鐵、原始森林的樹木等，都是這樣”。應該說，這種看法是受制于馬克思當時的歷史局限性，并且，就勞動過程而言，顯然，僅有活勞動是遠遠不夠的。人們還必須擁有除勞動之外的其他生產要素才能進行現實的生產和服務活動，提供能滿足人們各種需要的使用價值或效用。其中，包括土地、資本、技術、信息，以及自然資源和生態環境等。因而，財富、效用或使用價值的源泉是多元的，是所有或全部相關生產要素直接創造和構成的。但許多傳統的經濟學家卻對這一認識加以明確化，即認為處于自然狀態下的資源環境是自然界賦予人類的天然產物，不是人類創造的勞動產品，沒有凝結著人類的勞動，因此沒有價值。由此在很長一段時間內，前蘇聯以至我國建國之初都把自然資源視作“無價”，形成“資源無價、原料低價、產品高價”的怪圈，對自然生態環境帶來了極大的負面影響。其實，在社會主義市場經濟條件下，資源環境與其他有用物品一樣，都具有使用價值并且應該是有價的。

效用價值理論是從物品滿足人類需要的能力或人對物品效用的主觀心理評價角度來解釋價值及其形成過程的經濟理論。效用價值理論在19世紀60年代前主要表現為一般效用論，自19世紀70年代后主要表現為邊際效用論。從一般效用論的角度來看，效用是價值的基礎，有效用就有價值。自然資源環境具有滿足人類需要的功能，可以直接或間接地滿足不同時代不同國家不同階層人們不同的需求和欲望――有水、陽光、空氣人類才能生存，有各種礦產能源林木人類才生活得更好。因此，對人類來說，自然資源環境是有價值的。邊際效用論者從人對商品效用的主觀心理估價引出價值，并且認為價值量取決于邊際效用量，即滿足人的最后的亦即最小欲望的那一單位商品的效用。價格則是買賣雙方對物品的效用進行主觀評價、彼此競爭和均衡的結果。因此，各種商品的價格之比就應該等于他們的邊際效用之比。

從經濟學的角度，環境價值可由環境質量變化引起人們福利變化來衡量。當環境質量改善時，使人們的經濟福利增加，產生了環境效益。反之，當環境質量惡化，產生環境損失。對于人類而言，有效用（價值）的是耗竭性資源，特別是不可更新資源。空氣、陽光和水等非耗竭性資源由于數量無限，使人的欲望可得到完全滿足即達到欲望飽和狀態，這意味著欲望強度遞減到零，從而滿足該欲望的物品效用（價值）也完全消失。但必須看到，耗竭性資源卻存在著絕對數量的有限性，并且由于人口和生產活動的增加、不合理開發和利用資源的行為，使資源環境出現了短缺現象；更由于時空分布的差異，導致在不同區域不同時點上會出現資源環境的缺乏。人對資源環境的需求欲望不能達到飽和狀態，并會隨著資源環境的絕對和相對的缺少而增大欲望。因此，資源環境對人而言是有價值的，當然，其價值量在不同時空條件下因對不同主體效用的變化會有所變化。

二、生態系統服務價值

生態系統服務價值是一種間接價值。生態系統的正外部性、非排他性等屬性，導致對生態資源環境的享用不可避免地會產生“免費搭車”的問題。區際生態補償就其實質而言乃是對一區域生態正外部性外溢的一種補償。外部性原理和公共產品理論是認識生態補償的基礎理論。環境作為人類生存的基本條件和經濟、社會發展的客觀基礎，其價值包括資源環境價值和生態服務價值。長期以來，人們關注的主要是資源環境價值，而其保護生物多樣性、調節氣候等的生態服務價值往往被忽略，但實際上環境對人類而言，其生態系統服務價值要遠遠大于資源環境價值。理論上講，補償標準應介于資源環境價值與其所提供的生態服務的價值之間，但實踐中，補償標準的設置更趨近于資源環境價值，往往導致補償不足。因此，可以在資源環境價值與生態服務價值之間尋找一個合理的中間值。

在人類的經濟活動中，環境與生態顯然是一種不可或缺的混合資產（Composite Asset），它提供了支持生命的體系并維持人類生存，也提供生產商品的原料及能源，是最關鍵的生產要素與利潤來源（Hussen，2001）；生態系統的服務價值還體現在直接供應了人類消費，如保護土壤肥力、凈化環境、維持生命物質的生物地化循環與水文循環等。在千年生態系統評估項目概念框架工作組報告《生態系統與人類福利：評估框架》（2003）中指出，生態系統服務功能是指人類從生態系統中獲得的效益，這些效益包括供給功能（如糧食與水的供給）、調節功能（如調節洪澇、干旱、土地退化等）、支持功能（如土壤形成與養分循環等）和文化功能（如娛樂、精神、宗教以及其他非物質方面的效益）。值得注意的是，生態系統服務與生態系統功能是有區別的，評估時應避免重復計算。生態系統提供的是服務還是產品也是有區別的，這種區別在具體的實踐操作中必須加以關注。此外，還應區分由生態系統直接提供的服務與通過人類干預后提供的服務，通過這種區分可以使生態系統服務的支付方了解他們所獲得的是哪一類服務功能。生態系統服務因其影響范圍大小有別：規模較小的區域級生態服務，如小流域生態保護所提供的水質調節；國家級生態服務，如大面積、跨省域的流域、森林、濕地等；國際級生態服務，如全球生物多樣性、國際水域及大氣保護等為全球提供的共同利益。

人類在獲得生態系統的這些服務價值時，必須在生態系統能有序自我恢復的范圍內，否則會造成生態系統的破壞。在人類發展歷程上，因為對自然生態系統利用過多、改造過大而帶來生態平衡被破壞以至影響人類生存安危的事例層出不窮。自工業革命以來，人類對自然的干預能力進一步增強，對生態系統服務功能造成了較大損害，也威脅到自身的可持續發展。如何才能恢復生態系統的服務功能，成為人類構建一個適于生存和發展環境的充分必要條件。近年來，世界各國特別是歐美發達國家紛紛針對生態系統服務價值的保護與恢復制定了補償計劃。其中最常見的是生態服務功能補償，即PES系統（payments for ecosystem）。生態系統服務補償是指由生態系統服務的受益者對提供者進行補償，這里所提到的補償通常是指經濟補償。生態系統服務補償原則是對污染者付費原則的一種補充，這一措施包含著界定生態功能與服務，量化這些功能與服務，支付安排的方式及引導生態補償的驅動力等三大基本要素和公共支付、市場導向的補償等兩種方式。

從當前我國國情來看，生態系統服務提供較大的區域空間差異。長期以來，西部地區向東部地區提供了大量的資源環境“產品”，不僅包括各種自然資源及能源，還包括各種生態服務功能，以支撐東部經濟發展。作為我國江河源頭、水土流失敏感地區和瀕危物種的重要棲息地，西部地區為生態環境保護付出了極高的物資成本、勞動力成本和機會成本。而東部發達地區作為生態系統服務價值的享用者，并沒有付出多少生態環境保護與治理的成本。這種生態系統服務的提供與受益在區域空間上的差異及其投入不對等，導致不同區域在生態環境利益分配上的嚴重失衡，打擊減弱了生態系統服務價值的提供者保護生態環境的積極性。因此，有必要通過區際生態補償方式來調整生態服務提供者與受益者之間的環境利益關系。從國內外的實踐探索來看，生態系統服務的價值是可以評估和量化的，而且也形成了一些測算標準和方法，這為生態補償的建立提供了自然科學基礎和經濟學基礎。當然，也不僅僅是東西部之間如此，在相鄰省市區之間，生態系統服務的施與得更為明顯，不同區域可以通過協商合作來體現區際生態補償。

三、區際生態補償的價值評估

基于對資源環境價值和生態系統服務價值的分析，可以建立區際生態補償的總體計量模型。從經濟上講，必須在對特定區域的區際生態補償中，充分考慮自然資源環境固有利用價值與生態環境價值P0，以及對受破壞生態環境進行恢復、重建以維護其生態系統服務價值的治理性補償Pc。

自然資源的價值P0應該包括兩個部分：一是自然資源本身的內在價值P1，二是人類投入勞動改造自然資源所產生的價值P2。即P0=P1+P2。

生態補償不僅指生態資源的本身內涵價值P0，也包括了環境污染破壞者對受到破壞環境進行綜合長期治理所花費的代價Pc。即生態補償總額P=P0+Pc。該公式在實際運用中，可以根據不同資源在不同區域的實際情況加以調整。

區際生態補償標準的確定是區際生態補償措施實施的難點。目前，資源環境濫用的問題很嚴重，主要由于缺乏合理的資源環境價格體系，特別是區域資源環境價格差別較大。因此，應該在區域層面上協調核算資源環境價格，在此基礎上建立科學、合理、公平的資源環境有償使用制度，這種制度應在區域經濟發展水平和生態效益的需求水平間尋求平衡點。區際生態補償涉及到不同區域不同生態功能區的定位，以及由此所決定的生態價值不同的購買體，而且還涉及到不同區域生態環境的不同損害者。不同性質的生態補償所涉及到的補償范圍、補償主體、補償對象、補償方式以及補償標準都會有所不同。具體來看，區際生態補償金的核算涉及到地方政府、民間團體、企業、居民等多個利益主體和國家財政部、環保總局、發改委、國土資源部等多個部委，并且不同領域、不同行業生態補償涉及的問題差異較大，因此要確立一個唯一的生態補償金計算方法既不科學也不現實，針對不同類型區域的區際生態補償，必須區別對待，分類解決。現有的生態補償方法主要可以分為兩個大類：客觀評價法OVA（objective valuation approach）和主觀評價法SVA（subjective valuation approach）。客觀評價法是基于客觀的市場價值進行生態補償標準的估算，一般比較常用的有市場價值法、機會成本法、影子工程法等；主觀評價法是基于一定人群的主觀評價來進行生態補償標準的估算，一般常用的是條件價值法、旅行費用法。表1對生態系統價值主要評估方法進行了對比分析。

（注：本文系黃寰主持的國家社科基金后期資助項目“區際生態補償論”（批準號：10FJL002）、四川省科技計劃項目（2011ZR0052）、四川循環經濟研究中心項目（XHJJ-0910）、四川省哲學社會科學研究“十一五”規劃重大委托項目（SC09W036）、成都市科技計劃項目（10RKYB057ZF-023）的階段性成果，并得到了“成都理工大學中青年科研骨干教師培養計劃”資助。）

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