生态系统的直接价值范文

生态系统的直接价值范文第1篇

关键词：都市型现代农业 生态服务价值 监测报告

中图分类号：C812 文献标识码： A 文章编号：1006-5954（2012）04-72-03

一、都市型现代农业生态服务价值概念提出的背景

在北京经济社会的加速发展和快速城市化进程中，农业的经济价值在国民经济中的份额逐年降低，农业的基础作用和重要功能渐渐被忽视。国务院对《北京城市总体规划（2004年～2020年）》的批复中，明确了首都的城市功能定位，建设“宜居城市”成为首都的重要功能之一。“十五”期间，市委、市政府明确将都市型现代农业作为未来农业的发展方向。农业的功能从传统的单一生产功能向都市型现代农业的多功能拓展。农业的生态功能越来越凸显其重要作用。

农业生态系统在一定范围内具有自我调节和净化污染物的能力，对人类的经济和社会可持续发展贡献巨大。2012年2月，国务院常务会议新修订的《环境空气质量标准》，将PM2.5纳入各省市强制监测范畴。北京为实现2015年PM10和PM2.5浓度比2010年下降15% 、PM2.5浓度≤60微克每立方米的目标，提出大面积植树造林、增加水域面积、加大工业结构调整等八项措施，通过转变经济发展方式、加强生态环境管理，提高经济增长质量和居民居住环境质量。

水资源的紧缺和耕地的减少成为北京生态环境建设和未来经济社会可持续发展的瓶颈。《北京市城市总体规划（2004年～2020年）》对北京市的生态环境建设做出了部署，划定了生态涵养发展区，通过对区县进行功能定位来保护北京的生态环境。生态涵养发展区的经济发展、转型让步于生态建设，需要客观反映生态环境的重要价值，并以此作为建立相应生态补偿机制的依据，实现全市各功能区的经济、社会、生态环境的可持续协调发展。农业的价值也需要从生产、生活、生态多功能服务首都经济社会发展的角度被重新评价。

二、都市型现代农业生态服务价值的概念

为了全面反映北京都市型现代农业发展现状，客观评价农业在经济社会发展中的作用，有效监测北京生态和环境发展状况，我们从都市型现代农业的角度出发，以都市型现代农业的生产、生活、生态多功能发展为思路，以生态经济学理论为支撑，提出了“都市型现代农业生态服务价值”概念，并建立了相应的监测评价指标体系。

农业生态服务价值是指农业范畴所包含的所有资源和人类活动给人类所带来的直接和间接的效益。

农业生态服务价值包括三部分：直接经济价值指以货币形式表现的农林牧渔业的全部产品价值、对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值以及湿地生态系统特有的供水价值；间接经济价值指农业范畴内的所有自然资源（生态系统）由于其特有的生态优势，在传统农业以外给人类所带来的、在现实经济生活中实现的经济效益；生态与环境价值指农业范畴中的自然资源（生态系统）为改善人类的生存条件和生活环境带来的、没有在现实经济价值中实现的效益。

三、都市型现代农业生态服务价值监测评价指标体系

北京都市型现代农业生态服务价值测算范围包括农田、森林、草地、湿地四大生态系统。都市型现代农业生态服务价值一级指标框架包括直接经济价值、间接经济价值和生态与环境价值3个部分，二级指标12个，三级指标36个。

（一）直接经济价值

1.农林牧渔业总产值：是指以货币表现的农林牧渔业的全部产品总量和对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值。

2.供水价值：是指以货币表现的湿地供给的维持正常社会生产和居民生活的水资源的价值。

（二）间接经济价值

1.文化旅游服务价值：是指依托农业独特的资源优势，给人们创造了舒适的旅游、休闲、科研、教育环境，并因此带动消费所产生的价值。

2.水电蓄能价值：是指利用河流、湖泊等位于高位能的水流至低位，将其中所含的位能转换成水轮机的功能，再利用水轮机作为原动机，推动发电机产生电能所产生的价值。

3.景观增值价值：在城市中，景观价值尤其是土地价值是由土地区位、交通状况、周围环境等因素综合决定的，其中由森林、湿地等农业资源直接影响所产生的增值就是景观增值价值。

（三）生态与环境价值

1.气候调节价值：生态系统中的绿色植物在生物生产中调节大气中氧气变化，固定大气中的二氧化碳，减缓地球的温室效应，保证生命活动的基本气候条件，同时具有防风、增湿、调温等改善气候的功能。这里主要是指生态系统固定二氧化碳和释放氧气、调节气温、调节湿度的功能价值。

2.水源涵养价值：生态系统的存在可以大大增加土壤对降水的吸收，减少地面径流，尤其湿地生态系统还具有蓄水和补给地下水，维持区域水平衡的重要作用。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是水源涵养价值。水源涵养价值包括调蓄地表水价值、补充地下水价值、拦截降水价值、涵蓄降水价值。

3.环境净化价值：生态系统的植物能够对大气污染、土壤污染以及水污染起到净化作用。绿色植被在植物抗生范围内能通过吸收而减少空气中硫化物、氮化物、卤素以及粉尘等有害物质的含量，在一定程度上还能吸收土壤以及污水中的部分污染元素。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是环境净化价值。环境净化价值包括降低粉尘价值、释放负氧离子价值、净化水质价值、吸收有害气体、减噪的价值、释放植物杀菌素价值、消解固体废弃物七个方面的价值。

4.生物多样性价值：生物多样性包括生态系统多样性、物种多样性和遗传多样性三个层次。多种多样的生物是人类赖以生存和发展的物质基础。北京地区复杂多样的地形、气候、土壤和湿地资源，为植物保育和野生动物的繁衍生息提供了多样的环境。生态系统的这种功能对于人类的价值就是生物多样性价值。生物多样性价值包括珍稀动物价值和植物保育价值。

5.防护与减灾价值：是指由于生态系统的存在，在减少风沙侵蚀、调蓄洪水过程、改善农田生态环境、提高农作物产量和质量等方面发挥的作用。防护与减灾价值包括洪水调蓄价值、农田防护价值、防风固沙价值。

6.土壤保持价值：由于生态系统的存在，植被和枯枝落叶层的覆盖可以减少雨水对土壤的直接冲击，保护土壤减少侵蚀，保持土地生产力；并能保护海岸和河岸，防止湖泊、河流和水库的淤积，生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤保持价值。土壤保持价值包括避免废弃土地价值、减少养分流失价值、减少泥沙淤积、滞留价值。

7.土壤形成价值：生态系统的植物根系从土壤吸收营养物质合成新的生物生产量，保存在植被中的这部分营养物质避免了养分受雨水淋洗的直接流失，而有机物以枯枝落叶的形式输送到土壤中而被生态系统重新利用，体现了森林生态系统中森林植被在养分循环和累积过程中的作用。森林生态系统特有的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤形成价值。土壤形成价值包括植被养分累计价值和枯落物分解价值。

四、都市型现代农业生态服务价值监测测算方法

本体系将现有的统计制度和专业领域研究有机结合起来，分别对都市型现代农业生态服务价值的三个组成部分进行统计和测算。

（一）直接经济价值

农林牧渔业总产值采用北京郊区统计制度中“农林牧渔业总产值”的相应计算方法。供水价值采用水资源管理部门的地表水供水量和测算得到的地表水中水产生量，结合价格管理部门的综合水价和再生水价计算得到。

（二）间接经济价值

采用北京统计报表制度中的旅游等专业统计方法和部门统计数据，结合调查得到水景观因子等参数计算文化旅游服务价值；依据部门统计中的水力发电量和电价得到水电蓄能价值；结合北京市土地基准地价以及农业生态系统的影响范围核算景观增值价值。

（三）生态与环境价值

农业生态与环境价值以统计数据、部门数据和研究机构数据为基础，利用生态学、经济学等领域已有的相关研究成果，结合统计遥感测量，采用被专家普遍认可和使用的方法将无形的、无市场价值的农业生态与环境价值转化为有形的、可计算的价值。具体测算方法主要包括市场价格法、替代工程法、影子价格法、机会成本法和支付意愿法等。

五、都市型现代农业生态服务价值监测结果

据测算，2010年北京都市型现代农业生态服务价值贴现价值为8753.63亿元，比上年增长1.8%；年产出价值为3066.36亿元，比上年增长3.1%。

北京都市型现代农业生态服务价值年值构成中，直接经济价值为348.83亿元，占总价值的11.4%，比上年增长4.1%。

间接经济价值为1002.75亿元，占总价值的32.7%，比上年增长7.2%。

生态与环境价值为1714.78亿元，占总价值的55.9%，比上年增长0.6%。

2010年，北京都市型现代农业生态服务价值年值比上年增长3.1个百分点。其中，直接经济价值、间接经济价值、生态与环境价值分别拉动总价值增长0.5个、2.3个和0.3个百分点。

12项二级指标中，生物多样性价值、景观增值价值、气候调节价值和文化旅游服务价值分别占都市型现代农业生态服务价值年值的20.7%、18.5%、18.4%和14.1%，分别比上年增长0.4个、2.6个、1.2个和13.9个百分点。

除水电蓄能价值和环境净化价值比上年略有下降外，其余10项指标均呈增长趋势。2010年北京市旅游总收入同比增长13.3%，带动文化旅游服务价值比上年增长13.9%，增长量占总增长量的58%，拉动总价值增长1.8个百分点。景观增值价值、农林牧渔业总产值和气候调节价值增量分别占总增长量的15.9％、14.3％和7.1％，分别拉动总价值量增长0.5个、0.4个和0.2个百分点。

参考文献

[1]北京市统计局、国家统计局北京调查总队，2006年北京统计年鉴，中国统计出版社，2006。

生态系统的直接价值范文第2篇

关键词：能值；服务功能；森林；评估

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。

结语：现今在许多领域都应用了了能值计算其价值，而生态系统中所蕴含的价值如今也越来越受到关注，在如何将其中的各项价值转换成同一种能量单位上，能值的计算方式起到了很好的作用，森林生态系统中的服务价值的评估是帮助森林服务体系改善其中的不足，建立良好的森林生态结构，以此促进生态系统与社会经济的和谐发展。同时应用能值的计算方式，弥补了常有的估算森林系统价值的不足，简化的其中的步骤，并且更加直观、客观的给出数值，对森林系统服务价值进行评估。

生态系统的直接价值范文第3篇

关键词：战略评价；环境价值；生态系统服务；指标；方法

中图分类号：F0 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2014）07-0016-03

所谓SEA的价值评价，就是在SEA影响评价的基础上融入环境价值评价的因素，在生态文明、可持续发展的时代背景下，更加注重环境资源价值因素，更加注重人—自然—社会的和谐发展。在SEA的价值评价体系中，评价主体通过目的、方法和标准作用于客体，从而发挥主导作用，相应的，环境随主体的作用方式不同而呈现不同状态。

一、环境价值及其评价意义

SEA的价值评价是实施可持续发展战略的内在要求，是实现生态文明的有力手段。对于环境价值，主要包括使用价值和非使用价值两部分，使用价值包括直接使用价值和间接使用价值，非使用价值包括选择价值、遗传价值和存在价值，它们的联系（如下图所示）：

直接使用价值即物质生产价值。比如，有的植物群落的生长为了给城市提供苗木，可用苗木价格衡量。间接使用价值包括生态环境功能价值（包括碳氧平衡、吸滞粉尘、净化空气、降温增湿、防洪避灾、营养物质循环、土壤养分积累）和社会效益价值。这些功能和效益不能用直接的货币形式表现出来，但可用间接的方法计算。选择价值，指人们为了保存或保护某一环境资源，以便将来做各种用途所愿支付的数额。遗传价值，是为后代人保留的使用价值或非使用价值的价值。存在价值，这部分价值包括由于环境资源的存在而给外界带来的发展机会。比如说，公司周围有绿地，良好的厂区环境可以加强对外形象宣传，吸引更多投资等。

对环境价值进行战略评价，是经济发展到一定阶段的要求。从环评角度来看，在中国，环境影响评价制度自1979年建立以来，一直为经济、社会、自然的协调发展保驾护航。但是随着全球化的发展，中国持续保持的高速经济增长速度和产业结构的不合理导致环境问题日益严重，人们越来越意识到，环境污染和生态保护应该从源头抓起。在政策、规划、计划制定之初就要充分考虑环境因素，把环境保护的目标融入到经济发展的战略中去，以保证生态经济的可持续发展。但是，目前中国规划环评定性指标多，定量指标少；现状描述性指标多，预测性指标少；对生态系统和经济联系的综合性指标缺乏，而现代生态系统是以人类为中心的自然生态系统和社会生态系统的综合体，人类的活动使全球生态系统格局发生了很大的变化，使生态系统服务功能受到损害，导致全球的生态环境危机，进而使人类的发展受到威胁。不难看出人类社会的活动与生态系统服务功能有着千丝万缕的联系，而如何在二者之间找到一个相互协调的方法，以尽量减少人类活动对生态系统服务功能造成的破坏，同时生态系统服务功能又能作为一个衡量标准来约束人类活动，将是一个具有现实意义的问题。人们对自然界进行利用和改造的过程，不但要注重自然资源的直接消费价值和市场价值，同时也要注重生态系统的生态效益及其价值。生态系统为人类提供生存和发展的物质资料，更重要的是支持与维持了对人类文明至关重要的地球生命支持系统。生态系统服务功能作为生态学的前沿课题之一，不仅可以评估对于现存生态系统的价值，也可以反映出土地利用方式的变化带来的价值变化，因此，在SEA的评价指标中纳入生态系统服务功能价值评估指标，可把环境与经济价值直接相连，为SEA价值评估的定量分析开辟了途径。

二、生态系统服务功能及其测量方法

生态系统服务研究在西方兴起的标志性著作《自然服务：人类社会对自然生态系统的依赖》（Daily等，1997）中对生态系统服务给出如下定义：Ecosystem services are the conditions and processes through which natural ecosystem and the species that make them up sustain and fulfil human life（生态系统服务是支持和满足人类生存的自然系统及其组成物种的状况和过程）。随着生态学的发展，国内学者定义生态系统服务为：“自然生态系统的结构和功能的维持会生产出对人类的生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，称为生态系统服务。”主要包括自然生态系统的产品生产、生物多样性的产生和维持、气候气象的调节和稳定、旱涝灾害的减缓、土壤的保持和肥力的更新、空气和水的净化以及废物的分解、物质循环的维持和稳定、农作物和自然植被的授粉及其种子的传播、病虫害爆发的控制、人类感官心理和精神的益处和人类文化的源泉。

针对城市生态服务功能的内容，建立评价指标体系如下：

对以上指标进行定量的测量，目前使用的方法主要有两种：一是替代市场技术，它以影子价格和消费者剩余来表达生态系统服务的经济价值，测算方法多种多样，有费用支出法、市场价值法、机会成本法、旅行费用法和享乐价格法。二是模拟市场技术法，以支付意愿和净支付意愿来表达生态系统服务的价值，测算方法主要是条件价值法。

Costanza在1997年对全球生态系统服务的价值估算就是通过各种技术来完成的。其技术路线为：首先，根据一定的标准，如人类对土地的开发利用方式或生态系统的自然状况，将研究区域内的生态系统进行分类；其次，根据不同的测算方法，计算各种类型生态系统服务的单位面积资本；最后，计算总资本，汇总得到总资本结构表。因此，区域生态系统服务的总价值为：

Vt=∑SI*PI

式中，Vt为区域生态系统服务总价值，Si代表第i类生态系统的面积，Pi是第i类生态系统单位面积的生态系统服务价值，n为区域内生态系统的类型。

三、融入生态系统服务功能的战略环境评价

把生态系统服务功能融合进战略环境评价的各项指标，是SEA价值评价的核心。在方法上，引用生态系统服务功能进行评估，可以针对各生态系统所具有的服务功能体系，在定量范围内，来分别考察规划对其造成的影响。比如说：

第一，调节气候功能评价。城市林地在夏季的降温作用可直接减少城市空调的使用，故而这项功能可用替代成本法即减少空调的耗电费用来衡量。比如，一株大树蒸发一昼夜的调温效果等于1.046 kJ，相当于10台空调机工作20 h，以室内空调机耗电0.186度/台，电费按0.140元/度计，则为0.1344元/台。以林地树木100株/hm2，每年按60 d使用空调器计，则生态系统调节气候功能的经济价值可计算。

第二，固碳释氧功能评价。目前对于生态系统调节碳氧平衡的价值，有三种不同的认识。欧阳志云等认为固定二氧化碳与释放氧气都具有自身的价值，将两者价值相加作为其价值。陈光清等却认为固碳与释氧是同时进行的，所以取两者较大值作为维持碳氧平衡的价值。薛达远等则认为固碳与释氧为同一过程，为不重复计算，则略去释放O2价值的评估，直接将固定CO2的价值作为维持碳氧平衡的价值。由于目前尚缺乏公认的评估生态系统固定CO2经济价值的方法，参考前人工作经验，比较运用造林成本法及碳税法评价生态系统固定CO2的间接经济价值；而生态系统释放氧气的价值用释放的氧气量与氧气价格的乘积衡量。

第三，保持土壤功能评价。首先确定每年减少的土壤侵蚀量，然后再评价减轻表土损失、肥力损失和泥沙淤积灾害三方面的价值。

第四，涵养水源功能评价。根据水量平衡评估水域涵养水量。涵养水源价值为年涵养水量乘以水价。

第五，减弱噪声功能评价。目前对森林生态系统降低噪声价值的估算是以造林成本的15%计。

根据以上方法，在SEA价值评价程序中，应在清楚生态环境质量现状基础上，对环境进行价格核算，并对目标生态系统服务价值进行评估，分析规划造成的服务功能变化，并拟定方案。

四、SEA价值评价中的主体要求

纵观环境历史，造成污染和破坏的主要能动力量是人类，而人类最有力的武器是科技。在环境尚没有作为问题被人类意识的时候，人们更加关注的是如何运用科学技术创造出巨大的经济财富。从哲学层面讲，即更侧重于工具理性。科学技术成为工具理性的手段是因为科学技术所采取的技术路线对自然、社会改造的力量巨大，从而获得人类追求物的效用最大。在论及科学技术作用时，恩格斯指出：“在马克思看来，科学是一种在历史上起推动作用的、革命的力量。”这个科学论断有力阐明了科学技术作为工具手段对人类社会的重大作用。科学技术作为人类工具手段的作用，是从科学技术的技术路线对物质资料与自然界改造开始的。在科学技术尚处在萌芽时，科技的工具理性的张扬是无可厚非的，它体现了科技和人类的强大征服能力。但在工具理性的驱使下，理性由解放的工具退化为统治自然和人的工具，导致环境困境，而要解决这些困境，就必须由工具理性向价值理性让度，在价值理性视野中，关注的是生态文明，重在可持续发展。

在SEA的价值评价中，作为评价主体的“人”必须考虑战略的生态保护，即“通过对战略所引致的社会经济活动的环境后果进行分析评价，提出相应的环境保护对策或战略修改、调整建议，以避免或尽可能降低由于决策失误带来的消极环境影响，促进社会经济环境系统可持续发展。”

总之，SEA价值评价是生态文明建设的内在要求，也是实施可持续发展目标的有力手段。只有在政策制定、规划设计中有效融入环境价值评价要素，才能实现真正的可持续发展，生态文明才不会遭遇挫折。同时，要加强SEA价值评价的方法与工具的研究和实际应用。

参考文献：

[1] 包存宽，尚金城.战略环境评价的工作程序[J].上海环境科学，1999，（5）.

[2] 恽晓雪，包存宽，欧阳丽.中国城市总体规划环境影响评价探讨[J].四川环境，2009，（2）.

[3] 王胜利.中国规划环评工作存在的问题及应对策略[J].商业时代，2009，（20）.

[4] 朱祉熹.中国战略环境评价中的情景分析研究[D].天津：南开大学，2010.

[5] 于洋.绿色、效率、公平的城市愿景——美国西雅图市可持续发展指标体系研究[J].国际城市规划，2009，（6）.

[6] 胡慧华.价值理性的重建及其当代意义[J].四川理工学院学报（社会科学版），2010，（6）.

[7] The 1999 Cabinet Directive on the Environmental Assessment of Policy.Plan and Program Proposal.1999.

[8] Ma Chunbo，Stern.D.China’s Changing Energy Intensity Trend：A Decomposition Analysis.Energy Economics.2008.

[9] Alexandra Jiricka，Ulrike Probstl.SEA in local land use planning-first experience in the Alpine States.Environmental Impact Assessment

Review.2008.

生态系统的直接价值范文第4篇

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

关键词：

生态系统服务；价值；InVEST模型；浙南山区；泰顺县

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

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

1研究区概况

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

2研究方法

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

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

2.3评价方法

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

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

3结果与分析

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

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

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

4讨论

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

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

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

生态系统的直接价值范文第5篇

关键词　非线性；生态服务功能；生态服务价值；消浪护岸功能：互花米草

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

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

1　非线性关系模型的建立

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

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

k=1-h1/h (1)

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

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

vi=vi-1++[A×S×(Ki-Ki-1-) (2)

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

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

2　非线性关系理论的应用――以杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统为例

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

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

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

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

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

3　讨论与展望

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

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

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

生态系统的直接价值范文第6篇

1研究概述

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

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

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

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

2研究回顾与评述

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

2.1防风固沙价值

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

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

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

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

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

固碳释氧价值固碳释氧属于生态系统的一种气体调节服务。

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

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

2.3水资源调控价值

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

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

2.4生物多样性保育价值

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

有关荒漠生态系统生物多样性价值评估的研究较少。

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

2.5旅游文化价值

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

3存在问题与建议

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

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

生态系统的直接价值范文第7篇

论文摘要：伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，阻碍着经济的发展速度。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。

现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。

经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标，从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。

1生态资本内涵

1．1生态资本定义

生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。

1．2生态资本的特征

生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有自然生态功能，遵循自然生态规律，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。

但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。

2生态资本价值理论

生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。

2．1劳动价值理论

劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。

在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。

2．2效用价值理论

效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。

2．3要素价值理论

要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。

2．4供求价值理论

供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。

总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。

3生态资本价值核算方法

现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。

3．1补偿价值法

补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了历史成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。

3．2总经济价值法

总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(NUV，又称存在价值)；又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为：

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

式中，DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；IUV不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；OV是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；NUV为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前DUV与IUV可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；OV与NUV均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此，企业在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。

3．3租金或预期收益资本化法

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

V=V1+V2

V1=qRo／r

V2=A(1+K)／(nQ)

式中，V为资源环境价值；V1、V2分别为资源环境的商品价值与服务价值；Ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；A为投入总额；Q为受益资源总量；n为受益年限；K为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。3．4边际机会成本法(MOC)

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

P=MOC＝MPC+MUC+MEC

生态资本价值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．

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

3．5总和价值法

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

3．6替代价值法

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

4生态资本价值核算与可持续发展

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

4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础

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

4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

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

4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

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

4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障

生态系统的直接价值范文第8篇

论文摘要:伴随着经济增长和工业化,人类付出了巨大的生态代价,以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺,阻碍着经济的发展速度。因此,各国纷纷提出可持续发展战略,希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算,构建绿色国民经济核算指标体系,其目的就是使人们正确地看待经济增长成本,注意经济增长质量,实现社会经济持续发展。

现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应,没有反映负面效应所造成的影响,从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此,改革现有的国民经济核算体系,对资源环境进行核算,走“绿色发展”道路,是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。

经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标,从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用,在保障生态资本可持续发展的前提下,更多地以人力资本代替资源资本和环境资本,提高物质和能源的使用效率,使经济增长方式转变为低能耗、低污染。

1生态资本内涵

1.1生态资本定义

生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的,表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和,是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类:(1)地质资本,包括矿物资源和化石资源;(2)地理资本,包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源;(3)星际资本,包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。

1.2生态资本的特征

生态资本作为参与经济活动的要素之一,同物质资本和人力资本一样,生态资本的特征也具有二重性:一是具有生态资本的本质属性,具有自然生态功能,遵循自然生态规律,表现为生态资本的使用价值;二是具有资本的共同属性,即以保值增值为目的,遵循市场供求与竞争规律,表现为生态资本的价值。

但是,生态资本不同于物质资本和人力资本,生态资本具备其它资本所不具有的特征:(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化,由于生态资本受到生态系统整体性的制约,保持生态系统内各因子的平衡协调,是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提;(2)长期受益性。通过合理利用生态资本,其使用价值与价值将不会永久丧失。并且,可再生资源还能依靠其自生的累积性,使生态资本自动增值,带来长期的经济效益与生态效益;(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的,遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律;同时,生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争,遵循市场竞争规律;(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性,又具有一般资本的融合性与扩张性,生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式;(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求,但是,生态资本对人类的需求并不是无限满足的,其承载力具有一定的极值,超过极值进行开发和利用,将会导致资源环境的退化;(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性,又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态,流动到回报率较高的领域,引起生态资本的资本功能性逃逸;(7)替代性与转化性。在一定条件下,生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化;(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样,而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。

2生态资本价值理论

生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算,导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀,从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识,劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。

2.1劳动价值理论

劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础,广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值,该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间,人们的抽象劳动与生态系统相结合,生态系统就具有价值;相反,当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时,该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。

在实际中,不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值,该生态系统都是客观存在的,发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化,没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是,劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。

2.2效用价值理论

效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价,效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求,具有价值。但是,效用价值理论具有较强的主观随意性,它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。

2.3要素价值理论

要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中,所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。

2.4供求价值理论

供求价值理论认为有需求的东西就具有价格,供求决定价值,供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源,通过市场可使得其价值能够充分得以体现,在价值确认和计量上具有可行性。

总的来说,自然生态系统也具有价值,并且与人工生态系统一起组成生态资本,参与到价值创造的经济活动中去。

3生态资本价值核算方法

现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系,建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用,并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户,然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户,需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。

3.1补偿价值法

补偿价值法根据劳动价值理论,认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值,从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分:

W=C+V+m

式中,C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值,应用了历史成本属性,可靠性较高但相关性不足。同时,没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受,对这部分资源与环境不进行计量的话,资源环境总价值易被低估,造成资源环境的滥用。 因此,补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。

3.2总经济价值法

总经济价值法根据效用价值理论,将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类:使用价值(uv)和非使用价值(NUV,又称存在价值);又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为:

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

式中,DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值,表现为物质功能,可直接根据市场价值法计量;IUV不直接进入生产和消费过程,但可为生产和消费创造必要条件,表现为环境容量和舒适,可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量;OV是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿,相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金,表现为资源环境的自行维持功能;NUV为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前DUV与IUV可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量,比较可靠;OV与NUV均仅能采用价值评估法进行计量,计量的主观性强,可靠性低。因此,企业在进行资源环境价值核算时,只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求,企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产,并同时确认相应的生态资本。

3.3租金或预期收益资本化法

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

V=V1+V2

V1=qRo/r

V2=A(1+K)/(nQ)

式中,V为资源环境价值;V1、V2分别为资源环境的商品价值与服务价值;Ro为基本地租或基本租金;r为地租率或平均利息率;q为资源等级系数;A为投入总额;Q为受益资源总量;n为受益年限;K为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性,可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。

3.4边际机会成本法(MOC)

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

P=MOC=MPC+MUC+MEC

生态资本价值(V)=MUC+MEC=P-MPC.

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

3.5总和价值法

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

3.6替代价值法

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

4生态资本价值核算与可持续发展

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

4.1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础

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

4.2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

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

4.3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

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

4.4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障

生态系统的直接价值范文第9篇

关键词：农田生态系统；服务功能；评价方法

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

1.农田生态系统服务功能的概念和内容

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

2.农田生态系统功能价值

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

2.1提供农副产品的功能价值

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

2.2碳汇功能价值

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

2.3养分循环及土壤保持价值

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

2.4水调节功能价值

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

2.5美学和旅游价值

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

2.6农田生态系统服务综合价值评价

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

3.农田生态系统服务功能评价方法

3.1农作物生产最的价值评价

利用市场价值法，农作物生物量与其经济产量的关系式[19]为：

VP=B×（1-R）/f

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

3.2碳汇功能评价

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

Q=S-Rd-Rs

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

3.3涵养水源价值评价

农田生态系统涵养水源的作用可以采用降水储存量法来计算[20]：

Qw=A×Jo×K×（Ro-Rg）

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

3.4土壤保持价值评价

农田生态系统保持土壤的功能可采用如下方法计算[14]：

Qs=A×（Ep-Er）

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

4.研究展望

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

参考文献：

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生态系统的直接价值范文第10篇

1生态系统服务的产生背景及内涵

在提出生态系统服务这一概念以前，人们很早就开始了对生态价值问题的讨论，最早可追溯到新古典福利经济学的发展过程[3]。新古典福利经济学强调个人的独立性，对价值定义也仅仅局限在理财学或市场经济的交换价值中，这个狭窄的价值定义忽视了自然在这一交换过程中的巨大贡献，夸大了个人的主导作用。然而，随着气候改变和生物多样性下降等问题的出现，暴露出这种效益评价方式存在严重的缺陷，这些问题都对这一经济学理论产生了很大的冲击。研究者们开始从行为主义心理学、神经系统科学和社会人类学等领域探索人类的属性问题。许多研究证明人类的决策也是社会性的，而不是个体性的过程。这些观点的提出使新古典福利经济学不断受到质疑，同时也让这一学科成为众多学者关注的焦点。20世纪50年代，人们开始对渔业的可持续性开展经济学研究，这时他们已经意识到了保持自然资源的服务功能的重要性。到60年代，在自然环境改变的不断刺激下，出现了一门新的学科——环境经济学。在这个学科中提出了自然资产的概念，即自然界生产的产品，可以说这是对自然界新的认知，人类开始意识到有限的自然资源可能是经济增长的重要限制因素，而当时的大多数经济增长模式都忽略了有限资源消耗这一重要因素。又经过20余年的发展，新古典福利经济学已经完全失去了竞争性，生态学和环境经济学慢慢展现出了其在该领域的优势。而在同一时期，GeorgeMarsh[3]已经开始意识到生态系统具有服务功能，这一观点的提出拉开了生态系统服务功能研究的序幕。

1970年，SCEP[4](StudyofEritiealEnvironmentProblems)在《Man’sImpactionontheGlobalEnvironment》报告中提到“service”一词，第1次明确提出了生态系统服务的概念。到1997年，Constanza等[5]提出生态系统服务内涵可概括为人类从自然生态系统中直接或间接获取的益处，这一观点得到了大家的认同。直到2005年，MA评估报告[1]对生态系统服务的内涵重新进行了归纳和概括：生态系统服务是指人类从生态系统获得的所有惠益，并将其分为4个类型，包括供给服务（如提供食物和水）、调节服务（如控制洪水和疾病）、文化服务（如精神、娱乐和文化收益）以及支持服务（如维持地球生命生存环境的养分循环），这几个方面是相互重叠和相互作用的，支持服务占据着重要的地位。生态系统服务可以看作是大自然的组成部分，可以直接被人类所享受、消费和被用于产生人类福祉，而这些益处和服务在经济的可持续发展方面扮演了重要的角色，目前对此还缺乏系统性的探讨。

2生物多样性与生态系统服务

生物多样性作为一个术语有很多定义，它是一种复杂的现象，大多数学者建议使用生物多样性公约提出的概念，即在一定时间和一定区域内所有生物及其遗传变异和生态系统的复杂性总称，包括遗传多样性、物种多样性和生态系统多样性3个层次。它直接说明了生物多样性的复杂性，并将其融入到了生态系统服务中[5]。目前，对于生物多样性和生态系统服务两者的认识还存在一些误区，一方面把生物多样性和生态系统服务看作是同义词，认为生物多样性就是生态系统服务，生物多样性也就越高，生态系统服务功能越完善，这种混淆不利于人们正确认识生物多样性。Tscharntke等[6]较好地回答了这一问题，他们对生物多样性模式及其过程的景观适度性进行了研究，论述了适度的生物多样性在生态系统功能及过程中的重要性，提出适度干扰的生物多样性保护能使多样和相关的生态系统服务功能达到最优化，也有利于保证某些濒临灭绝物种的可持续性。

另一方面过于简单的看待生物多样性的价值，认为生物多样性对生态系统服务功能的贡献仅仅是保持物种丰富度，这种观点没有认识到其具有的其他价值，如调节洪水、碳固定、提高农业生产力等。可见生物多样性在生态系统服务和过程中扮演着多重角色。Mace等[7]对这两者之间的关系进行了概括，主要有以下几个方面：一是生物多样性是生态系统过程的调节者，生物多样性是巩固生态系统服务、控制生态系统过程的一个因素。例如，许多土壤营养循环与土壤中的生物群落组成有很大的关系，生物多样性越高，生态系统功能也随之增加。因此，生态系统中的生物组成，也就是生物多样性，在生态系统服务传递过程中扮演着关键性作用。二是生物多样性是一种终极生态系统服务，生物多样性在遗传和物种水平上直接贡献了其利益和价值。例如，野生作物的遗传多样性对于改良作物的性状具有重要作用。三是生物多样性在生态系统服务中可以作为一种益处，它具有丰富的文化价值，包括野生物种和景观的欣赏、精神愉悦、教育、宗教和娱乐价值等。

许多学者对生物多样性与生态系统服务功能之间的密切的联系进行了研究，发现生物多样性在生态系统中起着关键性的调节作用，特别是在一些生物入侵比较严重的地区，生态环境比较脆弱，当生物多样性下降或丧失时，将对生态系统服务功能产生直接的影响。来自俄立岗州立大学、奥古斯塔纳学院和美国地质调查局组成的专家组对北美的濒危草地生态系统的生态恢复过程进行了研究，通过对75个样地的研究发现，放牧并不能降低入侵草种的丰富度，相反的，过度放牧反而会使土地失去抵抗入侵能力，使本土草种的盖度显著下降，同时给入侵草种提供了入侵的机会，最终使草地生态系统的生物多样性下降，直接影响其生态系统服务功能[8]。Abella等[9]从植被演替的角度出发，在美国西南部的莫哈维沙漠选择了代表性的本土物种来进行恢复试验。结果发现，与灌丛相比，草丛具有更好的抵抗入侵能力，在施氮肥的情况下减少外来物种生物量达88%，不施氮肥的情况下减少达97%，这说明与其他防治生物入侵的方法相比，选择适当的本土种可以更好地达到防治效果，同时也能更好的提高当地生态系统的生物多样性，进而提高其生态系统服务功能。Lugnot等[10]为了证实前研究者们在生物多样性与农业生态系统服务相关性方面的理论研究成果，对法国当地的部分农场主和农场顾问进行了问卷调查，结果表明，农田植被的生物多样性对提高生态系统服务的供给能力有积极影响。

3人类活动、气候变化与生态系统服务

早在1864年，GeorgeMarsh[3]在《人与自然》中就对人类引起的区域气候改变进行了探索。随后许多研究者开始关注这种人为干扰活动，发现这种由于人类活动引起的区域气候改变已经对生物多样性、物种组成和生态系统的服务功能产生了直接影响。例如，气候变暖造成了病虫害分布范围的进一步扩大，杀虫剂的使用数量也随之增加，直接影响到生态系统的服务功能，在这种情况下，Whitehorn等[11]开展了黄蜂蜂群对烟碱类杀虫剂的适应性试验，结果发现自然条件下的杀虫剂剂量对蜂群的增长率和蜂后的产出率均有显著负面效应，而这种效应也对其生态系统服务价值产生了负面影响。Isbell等[12]在草地生态系统中进行了氮营养过剩试验，发现氮肥施加过量后，虽然生态系统的生产力会出现暂时性的提高，但其中的优势C4植物种类会非随机性的显著减少，这说明人类活动对生态系统功能的长期影响在很大程度上将造成生物多样性的下降和群落的重建。Collins[13]认为森林提供了许多社会效益和生态系统服务，例如涵养水源、调节气候、防洪、生态休闲、精神愉悦等，这种生态系统服务的提供和传递有利于保护自然生态系统，增强生态系统的健康度和稳定性，但是气候变暖已经对森林生态系统产生了直接的影响，包括水分循环、物种分布范围、种群大小、生命循环周期、森林生态系统害虫的大面积爆发、外来物种入侵等问题；更重要的是人为活动也对其产生了直接影响，预计到2030年时，美国大约有11%的私有森林土地将被用于盖房，而其私有森林面积占据着全国总森林面积的60%，这种土地利用方式的改变势必会对其生态系统服务功能产生很大的消极影响。

气象学家们则认为人类活动可直接导致二氧化碳及其他温室气体上升，进而引起全球变暖。从IPCC的报告[14]来看，这种变化仍在持续，并且增强了生态系统改变的危险性，影响到水资源、食物供给、生态系统的生产力及其他生态系统服务。Shaw等[15]对气候变化、生态系统服务功能和经济学之间的关系进行了探讨，就气候改变对加利福尼亚生态系统服务功能中2个关键因素（碳固定和自然牲畜饲料生产力）的影响进行了深入研究，发现生态系统服务价值和供给功能会随着气候变化而呈现下降趋势。气候改变对生物多样性和生态系统服务的影响也有积极的一面。例如，二氧化碳浓度的升高能够提高多种植物的生物量，也使一些濒危物种的存活率有所升高[14]。Donohue等[16]在世界各地干旱地区的一项研究发现，1982—2010年，二氧化碳“育肥效应”确实造就了一个渐进的绿化，这也证实了科学家们的推断，即自20世纪80年代初以来，全球范围内绿叶蓬勃发展的卫星数据至少部分源于地球大气中二氧化碳浓度的增加。总的来说，关于气候变化的积极影响现在还寥寥无几，但是不能否定其在某一方面的促进作用，很明显，这将使气候变化、生物多样性及其生态系统服务之间的关系变得更加复杂。尽管就人类活动和气候改变对生态系统服务的影响做了大量的研究。但是，目前关于气候变化如何影响生态系统服务，如何影响人类和经济发展，而经济又如何响应这些改变的理解是不全面的。因为将来存在着太多的不确定性，在这种不确定性的影响下，当面对风险要做出决策时就会缺少对策。因此，关于人类活动、气候改变和生态系统服务之间的影响机制研究还处于初步摸索阶段，还需进一步深入研究。

4生态系统服务功能的价值评估

生态系统服务不仅为人类的生产生活提供必需的生态产品，而且为生命系统提供必需的自然条件和效用，但其重要贡献往往被个人、企业和政府决策者们所忽视。因此开展生态系统服务价值评估对于实现人类的可持续发展具有重要的意义，主要体现在以下几个方面：提高公众在森林和草地对人类福祉的重要性方面的认识；为私有土地者提供一个经济刺激，可持续性的管理好森林；鼓励生态恢复和支持合作性的财政投入；呼吁个人致力于减少自然资源消耗和减少人类活动对生态系统的负面影响。1997年，Coatanza[5]在自然杂志上发表了全球生态系统服务价值为33万亿美元的评论，在环境和生态经济学领域直接引起了讨论，也使其成为生态系统服务价值评估的一个分水岭。这篇文章是全球生态系统服务评估的第1次尝试，作者承认由于其获取的资源和数据有限，考虑还不够全面，例如重叠性的计算，排除了家庭劳力和非正式经济，供给和需求的估计不足，对环境承载力和生态系统中的不可逆损失缺乏考虑，不能够反映社会公平和生态可持续性等。有人对其表示认同，如Daly[18]对这一尝试表示赞同，他认为当缺乏某一个因子时，只能计算它的交换价值，即将自然资产服务（33万亿美元）中缺乏的评估因子作为一个过去已经损失的自然资产中的间接指数；另一方面，有人因其特殊评估方法而表示质疑，如Toman认为这种信息分类最终将误导决策者们，因为它不能让决策者们看到生态系统的改变或生态系统的承载力，Noraggrd等[20]则从交换价值的角度出发，认为这种不考虑地球承载力的评估存在一定的局限性。近年来，许多学者对不同尺度的生态系统服务功能开展了大量的价值评估工作，如Ludwig等对泰国和墨西哥的红树林经济价值进行了评估，发现红树林对于渔业的发展具有重要作用，包括为幼鱼提供栖息场所、营养循环、在风暴中保护等生态功能，红树林一旦消失将直接对经济产生负面影响，后来也有研究者利用这种产品功能评估方法，但是由于数据的缺乏导致这种评估方法失去了真实性。Boyles等在德克萨斯州对蝙蝠压制害虫的服务进行了评估，发现其在美国农业上的经济重要性，估计其产生的经济价值每年约229亿美元。Fisher等[23]对Boyles的经济价值评估方法提出了质疑，认为其忽略了一些变化因素。此外，热带雨林地区和湿地的生态系统服务功能价值评估受到学者们的高度关注，如Godoy等对热带雨林地区的2个村庄中的32户印第安人家庭从森林中获得的食物、手工艺材料和药材等进行了综合消费模式的评估，发现其从森林中获得的益处大概在17.79~23.72美元/hm2；Chiabai等[25]发现热带原始森林的砍伐致使巴西森林生态系统服务功能呈下降趋势。Wang等[26]发现在1980—2000年间三江平原的湿地生态系统服务功能下降了约40%。Engle[27]指出墨西哥湾沿海的湿地生态系统进服务功能呈明显下降趋势等。此外，还有许多学者利用GIS和遥感技术手段对生态系统服务功能进行了评估，取得了一些进展[28-29]。上述这些研究中都强调了产品的经济价值和效益的可持续性，他们所采用的评估方法大都依靠个人的主观判断和经验认识，不少学者基于此对评估方法提出了一系列的假说，如Godoy[30]针对热带森林地区非林产品的可持续性和经济价值的评估提出了6个假说，涉及特殊性、野生动植物在家庭收入上的重要性、森林的机会成本、可持续性、获取价值与物种丰富度、商业化、消耗、驯养和森林砍伐等因素，这些假说的提出将有益于提高评估方法的真实性。

5干旱区生态系统服务功能研究

干旱区成为一个关键的陆地生态系统，对人类来说也是非常重要的。目前全球有超过38%的人口生活在旱区，其中90%的人口都分布发展中国家，这些地区拥有大量的石油、黄金、铜矿、银矿等矿产资源和丰富的生物多样性，可以说其生态系统服务功能不可忽视。近年来学者们对旱区生态系统的功能和生物多样性做了大量的研究。MA荒漠化评估报告[1]对荒漠化、全球气候变化、生物多样性丧失及生态系统服务和人类福祉之间的关系进行了综合而详细的阐述，这些地区由于缺水、超强度利用生态系统服务以及气候变化所导致的生态系统服务供应大量持续的下降，对旱区大量贫困人口在内的数百万人的生计造成影响，而且这种影响要比非旱地区所造成的威胁要大得多。MA的成果有益于改善生态系统的经营管理、稳定并提高生态系统向人类社会提供服务的能力。Maestre等[31]在其评论中提到，随着温度和二氧化碳浓度上升，降水类型和土地利用变化已经成为陆地生态系统改变的重要驱动因素，在旱区也是如此。多项证据显示，到21世纪末时全球温度将上升3℃，这意味着由于气候改变，包括美国西南部、地中海盆地、南非、澳大利亚、南美洲和中国在内的大多数旱区的干旱程度将进一步加剧，这些地区的生物多样性和生态系统服务功能将受到各种影响，由于这个影响过程比较复杂，目前关于气候变化对旱区生态系统服务功能的影响研究还鲜有报道。

6展望

生态系统服务功能研究是一个跨学科的热点领域，由于其复杂性和不确定性，很多评估方法和模式还处于探索阶段；同时，这些学科在相互渗透的过程中，对传统的社会学、经济学等模式造成了较大的冲击，如何在兼顾有形服务和无形服务的基础上，建立一个标准的、完善的评价体系，为决策者们提供参考依据是当前该研究领域急需解决的问题。笔者认为今后有必要在下述方面开展研究工作。

6.1开展基于生态系统服务功能评价的生态学长期定位研究生态学长期定位研究在监测环境改变、自然资源管理和生物多样性保护等领域具有关键作用。在今后的工作中应从以下几个方面开展研究[32]（：1）量化驱使生态系统改变的生态学响应指标（；2）理解复杂的生态系统过程；（3）提供关键生态学数据，以便用于发展理论生态学模式（；4）深入开展跨学科的系统研究。尽管生态学长期定位研究是非常重要的，但是经常由于经费问题而难以保持长期性，笔者认为生态学研究群体应该以加强合作的方式来保持生态学监测的延续性，应该向资源管理者、决策者和公众宣传生态学长期定位研究的益处。

6.2进一步完善生态系统服务功能评价指标从生态系统服务的内涵来看，人类需求始终占据着主导地位，他们的行为和管理决策往往会对其服务功能产生显著影响[33]。目前国际上许多学者在生态系统服务价值评估方面做了大量的工作，但其评价指标依然不够完善，依然以人类需求为导向，如很少有学者考虑到系统中的不可逆转的损失，这将提高生态系统价值评估过程中的不准确性，因此，在今后的工作中应该进一步加大此类评价指标的研究。

生态系统的直接价值范文第11篇

见《北京喇叭沟门自然保护区建立与功能区划分》一文[2].

2生物多样性价值计算方法

生物多样性经济价值是指生物多样性所包括的生态复合体以及与此相关的各种生态过程所提供的具有经济意义的价值.Mcneely将生物多样性经济价值分为可利用价值(Usevalue,UV)和非利用价值(Non-usevalues,NUV),可利用价值可以被进一步划分为直接利用价值(directusevalues,DUV)、间接利用价值(indirectusevalues,IUV)和可选择价值(optionvalues,OV),即可能的利用价值.非利用价值主要是存在价值(Existencevalues,EV)[3].联合国环境规划署(UNEP)于1993年编写的《生物多样性国情研究指南》[4]中将生物多样性价值分为:显著实物形式的直接价值、无显著实物形式的直接价值、间接价值、选择价值、消极价值(Passiveuses).

对生物多样性经济价值分类,国外还提出其它系统,但与前二者在实质上差异不大.根据生物多样性各方面内容的不同价值体现形式,通常采用不同的计算方法对其进行评价[5]:①基于市场的经济评价———市场定价与替代消费(有市场存在的物品和服务),包括直接市场价值法、替代花费法和生产成本法;②基于替代品市场的经济评价———环境偏好显示(观察人们的市场行为而推测其显示的偏好),包括旅行费用法、享乐价值法(HPM)、规避行为和防护费用法(DE)等;③基于无市场公共物品的评价方法———条件价值评估法(CVM),包括支付意愿(Willingnesstopay,WTP)法、条件价值法等.联合国环境规划署计算生物多样性价值的方法见式(1):TEV=f(DUV,IUV,OV,QOV,BV,EV)(1)式中,TEV—总经济价值;DUV—直接使用价值;IUV—间接使用价值;OV—选择价值(包括BV);QOV—半选择价值(QuasiOptionValue);BV—遗产价值(BequestValue);EV—存在价值.其中,DUV,IUV,OV,QOV属于使用价值;BV和EV属于非使用价值.我国在1994年国家科委组织的自然资源核算研究中,将森林资源环境价值分为使用价值和非使用价值,并提到选择价值和存在价值的概念.1998年2月由国家环保局出版的《中国生物多样性国情研究报告》中将生物多样性总经济价值分为三个方面:①使用价值(即被人类作为资源使用的价值),又分直接使用价值和间接使用价值;直接使用价值可分为消费性的价值(生物为人类提供了食物、纤维、建筑和家具材料、药物及其它工业原料)和非消费性的价值(提供人类欣赏的对象);间接使用价值(即生态功能,指间接地支持和保护经济活动和财产的环境调节功能,表现为涵养水源、净化水质、巩固堤岸、防止土壤侵蚀、降低洪峰、改善地方气候、吸收污染物,并作为CO2的汇在调节全球气候变化中的作用等等).②选择价值(即潜在价值,为后人提供选择机会的价值).③

存在价值(即伦理或道德价值,自然界多种多样极其繁杂的物种及其系统的存在,有利于地球生命支持系统功能的保持及其结构的稳定,无论发生什么灾害,总有许多种会保存下来,继续功能运作,使自然界的动态平衡不致遭到瓦解).按照我国对生物多样性价值的分类,本文主要探讨评价了使用价值,包括活立木价值、经济植物资源、森林旅游价值等直接使用价值和涵养水源、保持水土、净化空气等间接使用价值.

3生物多样性经济价值评价

3•1直接使用价值

3•1•1消费性价值

在喇叭沟门林区森林系统中,消费性的价值主要包括活立木价值、药材价值、食用野果、野菜价值、菌类价值、畜牧养殖价值等几个方面.(1)活立木价值(V活立木)根据全国主要树种标准序列立木林价和喇叭沟门森林资源统计资料,计算活立木价值.(2)野果及其它林副产品价值根据调查资料进行统计计算,1998年林区野果及其它林副产品价值为657•99万元,实际利用价值为65•86万元.野果及其它林副产品包括以下几个方面:①野果野果种类较多,但直接带来经济效益的种类主要为野山楂、榛子、毛榛、酸枣、山杏等[7,8].经过对林区野果储量及居民家庭采收情况进行调查,统计出5种主要野果总价值为12•79万元,居民采收野果收入为5•66万元.②药材根据样地调查资料和聚类方法进行林区内各药用植物资源[9]、储量的计算.经统计,林区内所分布的28种储量大、经常收购药材的价值为1802•61万元,以此作为药材的储蓄量价值,按照药材的平均生长年限3年计算,则每年药材资源产生的价值为600•8万元,实际调查统计林区居民依靠药材年收入为15•8万元.③食用菌食用菌类包括榛蘑、草蘑、木耳等,食用菌价值以居民实际收入进行计算,经过统计,居民食用菌年收入44•4万元.(3)畜牧养殖价值1998年,喇叭沟门林区畜牧养殖业总产值155•3万元,养殖种类主要包括牛、羊、猪、鸭和养蜂等.畜牧养殖不能完全依赖森林系统获取食物,在计算该林区森林生物多样性的畜牧养殖价值时,以畜牧养殖业当年产值的一半进行计算,则畜牧养殖价值为77•65万元.

3•1•2非消费性价值

非消费性价值应包括科学研究价值、文化教育价值和旅游价值.在时间序列里,服务价值是个不确定数值.由于喇叭沟门林区的科学研究和文化教育活动较少,本项目主要评估其旅游价值.估计旅游价值一般采用旅行费用支出法计算和统计.游行费用支出包括交通费用、住宿费用、门票及服务费用.1998年喇叭沟门乡门票纯收入仅有2万元,实际应收约4万元,估计游客人数为4000人.假设游客逗留2d,按最低消费35元/(人•d)计算,则食宿费用约28万元;如果每4人使用一次导游和马车(每次20元左右),则服务费用约2万元.如果按此推算,1998年旅游业产值为34万元,净利润约23万元.由于该区旅游业刚刚兴起,正处于投资建设阶段,游客人数目前较少.如果采用旅行费用支出法评估,旅游价值可能偏低.截止1998年底,国家、集体、个人三方面总投资额约1060万元左右.根据投资决策,投资成本将在5~10a左右的时间收回.当地旅游部门收益的是游客的住宿费用、门票及服务费用,并不包括交通费用.可以认为,投资额和银行存款利息是未来几年的旅游价值的最低值.如果10a收回成本,则平均每年的最低产值应为190万元左右.

3•2间接使用价值

间接使用价值主要通过生态功能体现,反映在①提供生态系统演替与生物进化所需要的丰富的物种与遗传资源;②是生态系统的服务功能,主要是有机物质的生产、CO2的固定、O2的释放、重要污染物质降解以及在涵养水源、保护土壤的生态功能作用[10],可应用市场价值法、替代市场法、防护费用法、恢复费用法等方法评价其经济价值.

3•2•1有机物质的生产

植物通过光合作用将太阳能转化为化学能,合成有机物质,是生物链中有机物的第一性生产者和生物能量的积累者.地球上植物生物产量约占全球生物产量的99%,而森林生态系统的生物产量又占植物生物产量的90%.

3.2.2固定CO2与释放O2

由植物光合作用方程式6nCO2264+6nH2OnC6H12O6180+6nO2192(C6H10O5)162可推算出植物体固定有机物质与吸收CO2、释放O2之间的关系,即生成162g多糖有机物质,可吸收264gCO2,释放192gO2.也就是植物体每积累1g干物质,可以固定1.63gCO2,释放1.19gO2.据此可估算出喇叭沟门林区每年固定CO2与释放O2的数量.

3.2.2.1CO2的贮存与固定

根据喇叭沟门林区各主要植被类型的总生物量与总生产力,计算出林区CO2的总储存量为5.48×106t,CO2的年固定量为3.89×105t.对于固定CO2经济价值的计算,目前国际上主要有两种方法,即碳税法和造林成本法[5].碳税法是根据政府部门为了限制向大气中排放CO2数量,而征收向大气中排放CO2的税费标准来计算森林植物固定CO2的经济价值.目前,瑞典的碳税率得到较多人的认可,即0.15美元/kg碳.造林成本法是依据所造林分吸收大气中的CO2的数量与造林的费用之间的关系来推算森林固定CO2的价值.FAO(联合国粮农组织)研究表明,热带森林固碳的造林成本为24~31美元/t碳;美国国家环保局研究结果,北寒带、温带和热带各类森林固定CO2成本小于30美元/t碳;在中国,木材成本为240.03元/m3,折合260.9元/t碳,换算为71.15元/tCO2计算,每年固定的CO2总经济价值为2767.6万元.以瑞典提议的碳税为0.15美元/kg碳,并将此碳税换算为固定CO2率,即为40.94美元/tCO2,根据此值计算喇叭沟门生态系统每年固定CO2总经济价值为13218.3万元,二者平均值为7993.0万元.

3.2.2.2O2的释放及价值

O2的释放量与CO2固定量的计算方法相同,也是根据光合反应中固定有机物与释放O2的关系来计算,即植物体每积累1g干物质,可以释放1.19gO2.据此可估算出喇叭沟门林区O2的年释放量为2.84×105t.所释放O2的经济价值,可用造林成本法与工业氧价格替代法来计算.造林成本法中,以目前中国杉木、马尾松、泡桐3种树平均造林成本240.03元/m3,折合352.93元/tO2计算,为10023.2万元.工业氧价格替代法中,以工业氧的现价0.4元/kgO2来计算,为11360.0万元,二者平均值为10691.6万元.

3.2.3营养物质的循环与贮存

营养物质在生态系统中循环流动,其中的一部分营养物质合成各种有机物后参与生物体的构建.在森林生态系统中主要表现为木材、林副产品和枯枝落叶而提供给外部环境,或在植物中保存,或归还于土壤,因而这部分营养物质避免了养分受雨水淋洗的直接流失.植物体所固定的这部分营养物质,其主要成分为N,P,K3种元素,所固定营养物质的价值,也以这3种元素的价值来计算.各元素每年的累积量为林分在1年的生长中从土壤中吸取的量减去林分每年枯落物归还土壤的量和雨水淋洗归还的养分.各营养物质的累积量因林分和环境而异.在喇叭沟门林区森林营养物质积累量的计算中,以《中国生物多样性国情研究报告》各类陆地生态系统营养物质的储存与固定量为依据,取林地生态系统中各养分的平均水平,即N,P,K在有机物中的百分含量来计算,分别为:N为0.418%,P为0.089%,K为0.181%.根据生物量与生产力数值,计算N,P,K年固定量分别为998.8,212.7,432.5t总储量分别为14045.0,2990.4,6081.7t.以中国平均化肥价格2549元/t计算,喇叭沟门林区森林生态系统每年所固定的营养物质的间接经济价值为419.1万元

3.2.4水土保持

通过林冠的截持降水、枯枝落叶层吸水、森林土壤的良好渗透以及森林各层植物的机械阻碍和地表植被、枯枝落叶层的防护,雨水和地表径流对土壤表面的直接冲刷力大大减弱,地表径流减少,从而有效地降低了土壤侵蚀所造成的林地的破坏和土壤肥力的丧失,减轻了泥沙对河流、湖泊及水库的淤积.(1)减少土壤侵蚀对森林所减少的土壤侵蚀量,一般采用有林地和无林地的侵蚀差异来计算,即假定在无林情况下的土壤侵蚀总量,减去现有林地的土壤侵蚀总量.土壤侵蚀总量的计算,可用土壤侵蚀模数乘以林地面积求得.喇叭沟门林区位于怀柔水库与密云水库上游的北部山区,其林分为重要的水源涵养林和水土保持林.在两大水库周围山区,为保护水源和防止水土流失,多年来进行了不断的植树造林和封山育林,已形成一定的植被覆盖,因而用喇叭沟门林区与其周围地区的土壤侵蚀差异来计算喇叭沟门林区减少的土壤侵蚀量,更具有对比性.喇叭沟门林区的土壤侵蚀模数尚未测定,其森林覆盖率57.2%,与怀柔县庄户沟小流域森林覆盖率50%接近,借用庄户沟小流域土壤侵蚀模数348t•km-2•a-1计算喇叭沟门林区每年侵蚀土壤量为1.05×105t.密云水库与怀柔水库上游山区多年平均土壤侵蚀模数1959t•km-2•a-1,如果以此值计算,则喇叭沟门乡土壤侵蚀量为5.89×105t/a,由此计算出由于森林系统的防护,喇叭沟门林区每年可减少的土壤侵蚀总量为二者之差,即4.84×105t.(2)减少土地废弃面积森林被破坏后,常会导致林地表面土层及有机物质的侵蚀,引起土壤贫瘠化,甚至岩石,成为不毛之地.根据陈应发等人的研究,以森林减少的土壤侵蚀总量与全国土地耕作层和林地土壤层的平均厚度,计算森林减少土壤侵蚀相当于耕作利用的土地面积.喇叭沟门林区每年可减少的土壤侵蚀量4.84×105t土壤,体积约为3.72×105m3,以中国平均土层厚度0.5m计算,喇叭沟门林区每年可减少土地废弃面积为74.5hm2.由森林防护作用所减少土地废弃面积带来经济价值大小的计算方法,类同于应用机会成本法计算水土流失所造成废弃土地面积而丧失经济价值的计算方法.根据国家统计局资料,我国林业生产的平均收益为282.17元•hm-2•a-1(1990年不变价),则喇叭沟门林区森林每年减少土壤侵蚀价值为2.10万元.(3)减少土壤肥力损失由于森林具有水土保持作用,使林地的土壤侵蚀大大降低,因而土壤中的N,P,K,Ga、Mg等元素和其它有机物也得以保留,所减少的营养物质损失量等于减少的土壤侵蚀量乘以土壤中各营养物质的含量,即:M=∑ni=1∑kj=1miPij(4)式中,M为减少的营养物质总量;mi为不同土类所减少的侵蚀量;Pij为各土类中各营养元素的百分含量;i为各土壤类型;j为不同的营养物质(N,P,K,Ga,Mg,有机质).喇叭沟门林区土壤类型及所占比例为:褐土占48.6%,棕壤46.1%,其它5.3%(以菜园农田土为主),各土类的营养物质含量。根据以上公式,计算喇叭沟门林区植被减少的有机质,全N,速效P,速效K的流失量分别为2•044×104t,1•043×103t,8•09t,92•83t.减少土壤肥力损失的价值,包括减少无机元素损失的价值和减少有机质损失的价值.无机物价值按照我国农业部门统计资料折算出N,P,K化肥平均价格,即1990年的2549元/t不变价格来计算;有机质的价值,陈应发等人应用成本替代法研究计算出每公顷森林的贡献价值为320元/(hm2•a-1),本处采用国情报告中每公顷森林的平均贡献价值,即51.27元/t来计算,减少土壤有机质损失的经济价值为1.05×106元,以化肥价格2549元/t计算,每年减少土壤N,P,K经济损失价值为2.92×106元.(4)减少泥沙淤积喇叭沟门林区位于密云水库的上游,其水土流失可造成泥沙淤积水库而减少库容.对减少泥沙淤积的价值,采用影子工程法进行计算,即以全国土壤侵蚀流失量24%的平均水平淤积于水库湖泊计算.根据1988~1996年全国水库建设投资测算,以每年新增投资量除以每年新增库容量,得出每建设1m3库容需年投入成本0.67元(1990年不变价),则每年减少泥沙淤积经济价值为5.98×104元.这样,喇叭沟门林区每年由于森林防护减少土壤侵蚀的总经济价值为减少土地损失的价值与减少有机质损失的价值、减少N,P,K损失的价值、减少水库泥沙淤积损失的价值之和,即每年由于森林防护减少土壤侵蚀的总经济价值为4.05×106元.

3.2.5涵养水源

年涵养水源量用水量平衡法,即公式(5)计算:R=P-E(5)式中,R为年平均径流量(森林涵养水源量);P为年平均降水量;E为年平均蒸散量.喇叭沟门林区年平均降水量为500mm,多年平均径流深乘以有林地面积,即为森林涵养水源总量,由此推算出森林每年涵养水源量为2979.4万m3.森林涵养水源的价值,用年涵养水源总量(m3)乘以1m3水的价格计算.单位水价采用影子工程法计算,以每年新增投资量除以每年新增库容量(1988~1991年),计算出每建设1m3的库容需年投入成本0.67元(薛达元,1997),则涵养水源总价值为1996•2万元.

3.2.6净化环境

现代工业的发展,使大气中SO2,HF,Cl2,氮氧化物及其它有害气体含量增加.森林不仅可吸收这些气体,而且还具有降低光化学烟雾污染、净化放射性物质、过滤尘埃的作用.喇叭沟门林区,作为北京市北部的绿色屏障,对提高首都空气质量、保护市民健康具有重要意义.森林对环境的净化作用主要有两方面,即吸收有害气体和滞尘能力.

(1)吸收有害气体

有害气体主要由燃煤和汽车尾气等原因造成,其中以SO2含量最大,分布最广,且危害较重.植物可通过叶面气孔及枝干上的皮孔,吸收一定量的有害气体,使其在体内经生化反应后降解或累积.对有害气体的吸收能力随林分类型不同而异,阔叶林每年吸收SO2能力为88.65kg/hm2,柏类411.6kg/hm2,松林117.6kg/hm2,灌木林地为18.91kg/hm2.根据此数据可计算出喇叭沟门林区植被每年可吸收SO2的潜在能力为1634.5t.吸收SO2的经济价值计算,按照削减SO2的投资额为500万元/t,运行费为100元/t,即每削减1tSO2投资成本为600元的数值计算.则喇叭沟门林区植被每年可吸收SO2的潜在经济价值为98.1万元

(2)削减粉尘

植物叶片表面凹凸不平,且生长着附属物或能分泌粘液,可吸附空气中的尘埃,针叶林年滞尘能力为33.2t/hm2,阔叶林年滞尘能力为为10.11t/hm2;削减粉尘成本为170元/t.喇叭沟门林区植被每年滞尘能力为1.95×105t,削除粉尘的间接经济价值为3315.0万元.

4结论

(1)喇叭沟门林区森林系统生物多样性当年所产生的直接使用价值为木材蓄积年增长价值、果品及其它林副产品价值、畜牧养殖价值和旅游价值之和,即845.67万元,其间接使用价值为24918万元,远远高于其直接使用价值,即生物多样性所产生的生态功能价值远远超出其产生的实物价值,体现了喇叭沟门林区森林系统生物多样性生态功能与北京市民生活密切相关,保护好该区生物多样性尤为重要.

(2)喇叭沟门林区森林植被系统可吸收CO238万t/a,释放O228.4万t/a,减少土壤侵蚀48.4万t/a,理论上可吸收SO21634.5t/a.

生态系统的直接价值范文第12篇

关键词 中国农田生态系统；生态服务；经济价值

中图分类号 X171.1 C916 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2007)04-0055-06

农田是陆地生态系统中较为重要的生态系统之一，它与森林、草地、湿地等生态系统一样，对人类的生存环境产生着重要影响。但是，与其它生态系统不同，农田生态系统在人类活动的强烈干预下，具备了许多特殊的功能，如兼具正负双重环境效应等。截至目前，国内外对农田生态服务功能的研究成果仍较少，且局限于部分生态服务功能，或仅对其变化作趋势性描述［1～4］，而有些学者则直接或间接地以Constanza等人的结果为参数来计算农田的生态服务价值［5，6］，对于农田生态服务功能的空间差异性还没有更为深入的研究报道。基于此，本文以中国农田生态系统为研究对象，对其生态服务功能的价值化方法进行了探讨，并初步计算了2003年中国农田生态服务功能的价值。

1 农田生态系统的服务功能及其价值

1.1 农产品生产功能

农田生态系统为人类提供了丰富的农产品，如粮食、蔬菜、水果、纤维等，这些产品是人类繁衍生息的基础。另外，以作物秸秆为主的农副产品则支撑起了独具特色的中国农村家庭副业生产。对于农田生态系统生产的农产品价值，本研究利用直接市场法进行评价，数据来源于《中国统计年鉴2004》；对于农作物秸秆价值，本文根据作者2003-2005年期间在北京市郊区，河北省张北县、磁县，山东省寿光市、龙口市，湖南省资兴市，宁夏自治区固原县，自治区达孜县共计700余个农户的调查资料以及相关研究结果确定。

结果表明（见表1），长江中下游、黄淮海、东北和西南地区是我国粮食的集中产区，4个地区生产了我国粮食总产的78.8%；油料集中产区则主要为长江中下游和黄淮海地区，二者合计占全国总产的63.9%；棉花生产呈现黄淮海、长江中下游和新疆三足鼎立局面；水果生产总体来看以黄淮海和长江中下游为主。从产值来看，长江中下游、黄淮海较高，二者合计占全国的53.0%。

1.2 社会保障功能

在我国现阶段，农业不仅提供农产品，而且还对农民起着重要的社会保障作用。主要表现在：农村剩余劳动力数量庞大，由于表现形式为隐蔽性过剩，因此不会像城市失业那样直接给社会带来巨大的压力和震荡，在一定程度上缓解了社会矛盾。另外，土地对部分从农村流动到城市非农部门就业的劳动力也起到失业保险的作用。可以认为，目前滞留在农业中的剩余劳动力人数就是其所提供的社会保障人数，而这部分人如果没有土地作为保障的话

注：东北地区包括黑龙江、吉林和辽宁；黄淮海地区包括北京、天津、河北、河南和山东；黄土高原地区包括山西、陕西、宁夏和甘肃；青藏高原地区包括青海和；长江中下游地区包括上海、江苏、浙江、安徽、江西、湖南和湖北；西南地区包括云南、四川、贵州和重庆；华南地区包括广东、广西、海南和福建。下同。

国家必须为他们支付能够维持生存的最低生活保障费用，由此可以间接测算出农田所提供的社会保障价值。计算方法如下：

V=N×M×r

式中，V为农田担当的社会保障的价值；N为保障的人数；M为城市最低社会保障标准；r为农村居民生活消费开支与城市居民生活消费开支的比值。

根据民政部公布的我国36个主要城市低保标准和全国城市居民平均最低生活保障标准，可以推算出各地区城市最低社会保障标准。另据农业部的测算，在我国3.2亿农业从业人员中，种植业实际需要1.5亿多劳动力，加上2 000多万专门从事林牧渔业生产的劳动力，农业实际需要的劳动力约为1.7亿多，我国农业生产中隐性失业的比例为46.8%。根据各地2003年实际农业从业人数，则可推算出农业担负的社会保障人数。各生态区农业担负的社会保障的人数及价值如表2所示。

结果表明，我国每年由农业担负的社会保障人数高达1.3亿人，保障价值为733.1×108元。换句话说，如果没有农业生产系统“蓄积”劳动力的功能，我国的失业人数将增加1.3亿人，国家为此将需要每年增加733.1×108元的最低生活保障费用开支。农业的“社会保障”功能，通过“隐性失业”的方式，不仅解决了这些富余劳动力的基本生存问题，同时也为我国的社会稳定做出了巨大的贡献。

1.3 气体调节功能

1.3.1 碳蓄积和氧气释放

农田生态系统通过作物光合作用和呼吸作用与大气进行CO2和O2交换，固定大气中的CO2，同时释放O2，对维持地球大气中的CO2和O2的动态平衡，减缓温室效应发挥了重要作用。本研究以我国农田净初级生产力数据为基础，根据光合作用方程式估算固定CO2和释放O2的物质量，然后再采用碳贸易价格(取值为51.21元/t CO2)估算固定CO2价值，用工业制氧法（取值为400元/t O）估算释放O2价值。农田净初级生产力计算公式为：

式中，NPP为农田净初级生产力（考虑复种）；Pi为i类作物的经济产量；Ri为i类作物的收获指数；Wi为i类作物的水分含量；i=1,2,…8，分别代表谷物、豆类、薯类、油料、棉花、糖类、烟叶、蔬菜。对于各地果园和茶园净初级生产力，本文根据同类地区林地的净初级生产力进行推算。

1.3.2温室气体排放

在气体调节功能中，农田土壤同时也排放CO20、CH4、N4O等温室气体，对全球变暖有着重要影响。对于CH4、N2O排放对环境影响的经济评估，本文采用增温潜势将相同质量的CH4、N2O气体换算为等温室效应的CO2，然后再用碳交易价格进行价值化评估。

农田生态系统中温室气体的产生是一个复杂过程。李长生等［7］根据1990年的气象及农业种植条件，使用DNDC模型对中国2 483个县的农田进行了CO2、CH4和N2O排放量的模拟计算。根据李长生等人的结果，以及1990年我国各地农田和稻田面积可进一步计算出农田温室气体排放通量。

根据温室气体排放通量(客观地讲，农田温室气体排放通量是随气候及耕作制度的变化而变化的。但受资料所限，本文只能以此通量来计算当前的温室气体释放量，这会造成一定的误差。)和2003年我国各地农田和稻田种植面积，可计算出2003年农田温室气体排放的总增温潜势。再根据各地净初级生产力可进一步计算出农田总气体调节的价值(见表3)。

从表3可以看出，我国农田生态系统总体上是碳源而非碳汇。但是，农田生态系统对温室气体的调节功能在区域之间存在明显差异。东北、内蒙古及新疆是我国农田生态系统释放温室气体的主要区域，尤其以东北为甚。长江以南的广大地区，基本上对温室气体的调控处于接衡的状态。黄土高原、青藏高原和黄淮海地区则是温室气体的弱汇。农田生态系统气体调节功能的总价值为1 429.17×108元/a。

东北地区是我国土壤最为肥沃的地区，也是我国农业生产潜力较大和主要商品粮产区之一。然而，东北农业的发展在保障我国食物安全的同时，也使土壤碳库呈现持续的下降趋势。根据本文计算，我国农田生态系统温室气体每年的净排放量为 其中86％来自东北地区。

1.4 水土保持功能

1.4.1 土壤保持功能

尽管不合理的农业生产活动长期以来一直是加剧我国水土流失的重要原因，但农业生产活动对于保持水土又有着积极的意义。农作物对地表的覆盖可明显减轻风水蚀的发生，而我国各地农民在长期的生产实践中摸索出的多种多样的水土保持措施以及小流域综合治理等生产模式，对于保持水土、防止侵蚀也发挥了较大的作用。

农田生态系统保持土壤的功能可采用如下方法计算：

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。耕地潜在侵蚀模数主要受降雨、土壤、地形等因素影响，现实侵蚀模数则与农田水保措施和种植制度等有关。各地区耕地潜在和现实侵蚀模数主要来自一些学者的田间监测数据或采用通用水土流失方程估算的数据。

农田保持土壤的价值可以从减少土地废弃和减轻泥沙淤积两个方面来评价，方法可运用机会成本法和影子工程法来计算。

1.4.2 水源涵养功能

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：

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。

根据各地降雨特征分别选取k参数值［8］。根据已有的实测成果，结合各省区土壤类型、坡耕地面积、梯田面积等因素，综合估算其R值。

农田涵养水源的功能主要体现在调节洪水和增强供水能力两个方面。在获得物质量后，采用水库蓄水成本法计算其价值，取值为1.17元/m3。

农田生态系统的水土保持功能如表4所示。从土壤保持功能来看，东北地区、黄土高原区和西南地区保持土壤量较大，但土壤保持价值较大的是西南地区、黄淮海地区和长江中下游区。从水源涵养能力看，长江以南地区普遍高于北方地区，尤其以长江中下游区水源涵养能力较强。

1.5 环境净化功能

中国传统农业的无废弃物生产模式和我国农户分散经营的土地利用方式，使中国农田生态系统担负了重要的环境净化功能。人畜粪便、生活垃圾、甚至厨房泔水等在经过简单的堆制处理后被作为有机肥料施入农田，既维持了农田养分平衡，同时也减少了处理这些生活垃圾的成本，起到了重要的环境净化功能。

根据农户调查资料及相关文献资料(国家中长期科学与技术发展规划农业专题中期报告，2003年11月（内部资料))，可以估算出目前我国各地区农田消除人畜废弃物和生活垃圾的数量。农田净化人畜废弃物和生活垃圾的功能可以采用替代成本法来进行价值评估，即采用城市生活垃圾处理成本来估算。

目前我国城市生活垃圾的处理方式主要有卫生填埋、焚烧、堆肥三种。其中，垃圾卫生填埋在我国仍是首选方法和主要途径，约占总处理量的70%～80%，焚烧和堆粪各约占10％左右。从不同处理方式的成本看，有关资料显示，卫生填埋法成本约在100元/t左右；堆肥法的处理成本也在100元/t左右，且堆制的有机肥可挽回一些成本；焚烧法的成本约在260元/t左右。根据目前各种处理方式的比例和各种方式的处理成本，可以大致估算出垃圾处理成本为108元/t。

结果表明（见表5），我国农田生态系统每年净化的人畜废物量为3 604.79×106t，其总价值为3 893.17×108元。在各生态区中，黄淮海和长江中下游区农田净化废弃物的功能较强，二者合计占全国农田净化废弃物能力的49.7%。

1.6 水资源消耗功能

由于农业灌溉措施的实施，农田生态系统具备了比原生生态系统更高的生产力，在广大的干旱和半干旱地区，大大提高了人类生存的能力。但是，农业灌溉也导致了许多资源环境问题，如华北地区的地下水漏斗，新疆的塔里木河干涸等。据统计，2003年我国总用水量为5 320×108m3，其中农业用水占64.5%。农田消耗水资源的价值可以根据水库蓄水成本法直接算出。水资源消耗的经济[CM)][HT5”H]表5 农田生态系统环境净化和水源消耗的功能及其价值式中，Vw为水资源消耗价值；W为各地农业用水量；R为各地农业耗水率；Cw为水库蓄水成本，取1.17元/m3。

结果表明（见表5），我国农田生态系统每年需要的灌溉水量为1 741.46×108m3，其价值高达2 037.52×108元。长江中下游、华南和黄淮海地区是我国农业消耗水资源最多的地区。

1.7 环境污染与破坏功能

随着农业现代化的发展，化肥、农药、除草剂逐渐替代传统农业中的有机肥、人工锄草等。这些现入品在增加作物产量的同时，也带来了一系列的环境问题，如长期过量施用化肥造成空气污染、水体富营养化、农产品硝酸盐含量超标等问题，大量施用农药导致许多非靶标生物死亡，农药残留危害人类健康等。

从理论上讲，农田使用化肥、农药的负面经济价值应当是指化肥、农药对土壤、水体、空气的污染给人类福利带来的损失，如饮用水源污染影响人们身体健康，农田有益昆虫和鸟类死亡导致生物多样性降低等。但是，受资料所限，采用这种方法进行评价的可行性较小。因此，本研究采用如下方法进行估算：

式中，Vp是指施用化肥/农药的负面经济价值；M是化肥/农药的用量，r为化肥/农药的利用率；p为化肥/农药当前价格。

对于我国各地化肥利用率问题，本文采用陈同斌等人的研究结果［9］。其主要结论为：目前全国平均化肥利用率为34.17%，其中高施肥量区为27.39%，中施肥量区为36.04%，低施肥量区为39.83%。对于我国农药的利用率，本文根据一些文献资料以及农户调查资料进行估算，取农药利用率为35％。

结果表明（见表6），我国每年未被作物吸收而直接形成环境污染的化肥量高达2 840.88×104t，直接形成环境污染的农药量为86.14×104t，这些白白浪费掉的化肥和农药所造成的直接经济损失高达每年1 175.63×108元。在各生态区中，黄淮海和长江中下游地区化肥和农药的污染状况最为严重，这里同时也是我国农业的精华所在。

1.8 小 结

各生态区农田生态系统的服务功能价值如图1、图2所示。从总服务价值来看，长江中下游地区和黄淮海地区较大，二者合计高达每年10 040×108元，占我国农田生态系统每年提供的总服务价值的52.5%，青藏高原、内蒙古和新疆较小，西南、华南、东北和黄土高原居中；从单位面积来看，华南、长江中下游、黄淮海和西南地区较大，内蒙古、东北、青藏高原和黄土高原较小。

从全国总体农田服务功能的价值来看（见图3），我国农田生态系统每年提供的总服务价值为19 121.8×108元，其中，直接农产品生产的价值为14 870.1×108元，占总价值的77.8%，间接的调节服务功能的价值仅占22.2%。在各项环境功能中，农业生态系统不仅具有正项的环境服务功能，同时还具有负面的环境破坏作用。每年由于对水资源的消耗和由化肥、农药形成的环境污染给人类福利造成的损失达3 212.3×108元。从单位面积农田服务价值来看（见图4），每年提供的服务价值为18 960.6元/hm2。其中，农产品生产的价值为14 788.7元/hm2，其它服务价值为4 171.9元/hm2，由于灌溉和化肥及农药的使用，农田每年给人类福利造成的损失为3 185.2元/hm2。

2 讨 论

（1）我国农田生态系统目前多为单种连片种植和多年连作，这使农田内物种的丰富度很低。因此，本文忽略了农田维持生物多样性的功能。此外，农田生态系统还具有一定的科研文化和旅游价值，这主要体现在农业耕作方式承载着人类改造自然和征服自然的印记，特别是中国传统农业中的间套复种和多种多样的水土保持措施等，在世界农业文明史上占有重要地位。近年来在我国大城市郊区观光农业的迅速发展，使农田的美学旅游价值得以体现。受资料和研究方法所限，本文未对这些功能进行计算，因此本文的计算结果应当比实际值偏低。

（2）有关研究结果显示，中国森林生态系统每年提供的服务价值为14 060.05×108元/a，其中，直接服务价值（林木产品和休闲旅游价值）为2 519.45×108元/a，仅占总服务价值的17.9%［8］；中国草地生态系统每年提供的服务价值为1 497.9×108美元/a，其中直接服务价值（食物、原材料和娱乐文化价值）为298.2×108美元/a，仅占总服务价值的19.9%［10］。可见，与森林和草地相比，农田的直接服务价值所占比重远远高于森林和草地。从单位面积服务价值来看，农田为每年18 960.6元/hm2，森林为8 842.7元/hm2，草地为2 995.8元/hm2。简单的对比表明，农田的服务功能要远远高于森林和草地，农业垦殖并没有使人类所获得的总福利降低。

（3）随着农业发展，农业对环境的破坏功能日渐显著。在许多生态脆弱地区，农业耕作导致的水土流失、土地荒漠化和生物多样性降低等后果甚至要大于其对人类提供的福利。从长期来讲，这必然影响到社会经济的可持续发展。如何在保持农业生产基本稳定的基础上，有效地控制其对环境的破坏作用，是当前面临的一个重要课题。

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生态系统的直接价值范文第13篇

研究区概况与研究方法

青海省东部农业区处在我国黄土高原向青藏高原和西北干旱区过渡的地带,年均气温3℃~9℃,降水量250~550mm,雨热同期,光能充足,其间有大通河、湟水、黄河自西向东流贯。其中湟水流域集中了全省60%以上的人口,约50%的耕地,60%以上的工农业总产值[14],湟水流经的西宁市和海东地区是全省政治、经济、文化的中心和工农业生产基地。本次选取青海省西宁市及海东地区农业生产集中的9个县作为研究对象,分别是湟源县、湟中县、大通回族土族自治县、平安县、乐都县、民和县、互助县、化隆回族自治县及循化撒拉族自治县。湟源县、湟中县和大通回族土族自治县属西宁市管辖,其他6县属海东地区管辖,海拔1600~2900m,主要气候要素随海拔升高,年均温、≥0℃积温、≥10℃积温逐渐降低,降水量逐渐增多。农业生产呈立体布局,农业自然环境表现为垂直地带性的差异[15]。

参考国内外有关生态系统健康评价的各种方法[11,13,16-21],结合青海东部主要农业区县域农业生态系统特点进行筛选,另借鉴农业气象干旱理论及生态系统服务价值理论[22-26],选取适用指标,建立3个层次的农业生态系统健康评价指标体系。第1层次是目标层,即农业生态系统健康综合指数;第2层次是项目层,分别为:活力、组织结构、恢复力、农业生态系统服务价值;第3层次是指标层,由17个评价指标构成(表1)。农业生态系统健康状态分级标准参考相关研究[11,13,16-21],考虑青海东部主要农业区实际特征确定了分级标准,如表2所示。将农业生态系统的健康状态分为病态、不健康、亚健康、健康和很健康5个级别。数据来源本研究所涉及指标值的获取途径主要基于以下4方面:①净初级生产力、干旱指数数据来源为各县气象站2009年的月降水量和气温值,净初级生产力的计算方法参照文献[27],干旱指数计算方法参照文献[24];②土壤保持价值率、水源涵养价值率、气候调节价值率根据生态系统服务价值理论中当量因子法计算得出[25-26];③土壤肥力数据来源为各县农牧业资源调查和区划报告汇集,计算方法参照文献[13];④其它指标数据均来自统计年鉴[31-32],其中粮食生产优势度计算方法参照文献[28]。

评价指标的数据标准化由于各指标的含义不同,指标值的计量单位也不同,各指标的量纲各异。为使各种指标数据进行综合,必须对指标数据进行标准化处理,本文采用极值法[13]。指标权重的确定采用多指标综合评估模型,必须科学、客观地确定各指标的权重。确定指标权重的方法有主观赋权法和客观赋权法两大类。近年来已有学者在评价体系中使用“组合权重”综合主观赋权法与客观赋权法计算评价指标权重[29-30]。本文分别使用熵值法及层次分析法求出权重值,然后得出两者的组合权重值作为青海省东部主要农业区县域农业生态系统健康的指标权重。

结果与分析

根据上述构建的指标体系和评价方法,得到研究区9个县的农业生态系统健康评价结果，结果表明,项目层中,湟中县的活力层和组织结构层指数值最大,分别为0.655和0.745,化隆县的活力值最小,其值为0.020,组织结构层指数值最小的为乐都县,其值为0.336;从恢复力指数看,民和县和平安县的恢复力指数为最大,它们的值基本接近(分别为0.697和0.689),乐都县、大通县和循化县的恢复力指数较低,三县间没有显著差异;系统服务的价值指数上,民和县为最大,其值为0.632,最小为湟源县,其值仅为0.039。目标层的综合健康指数说明,研究区不同县域的综合健康指数在0.300~0.600间变化,由高到低依次为:平安县>互助县>民和县>湟中县>大通县>循化县>湟源县>乐都县>化隆县。根据健康状态分级,平安县处于“健康”状态,互助县、民和县、湟中县、大通县处于“亚健康”状态,处于“不健康”状态的是循化县、湟源县、乐都县、化隆县。平安县农业生态系统综合健康指数处于“健康”状态,但组织结构却处于“不健康”状态。该县干旱指数(逆向指标)评价值很低(仅为0.102),这是造成组织结构评价值低的主要原因。其次该县畜牧业比重评价值也不高,畜牧业比重反映了农业产业结构的多样化,对生态系统稳定性有积极意义。

因此该县在涵养水源的同时也应该依托西宁市,大力发展特色农畜产品,并与湟水流域各县形成产业带。互助县的综合健康指数处于“健康”和“亚健康”状态之间,是唯一项目层评价值均在“亚健康”状态以上的县城,但该县农林覆盖率评价值较低,导致该县处于“亚健康”状态。农林覆盖率在恢复力项目层权重较大,且农业生态系统服务价值也与农林覆盖率呈正相关关系,而该县行政区面积大、地形复杂是导致农林覆盖率不高的直接原因。民和县农业生态系统整体健康状况和平安县类似,受干旱指数影响很大,此外该县最突出的是人口密度问题。民和县人口密度为9县中最大,也是导致“组织结构”层评价值低的重要原因之一。湟中县农业产投比评价值很高,土壤保持、水源涵养、气候调节价值率却较低,系统服务价值处于“不健康”状态。这是导致该县综合健康指数处于“亚健康”的主要原因。大通县的恢复力层和系统服务价值层评价值均不高,粮食生产优势度、单位面积农业机械总动力、农业产投比3项评价值低。可见大通县的农业生产现代化水平较差,导致该县综合健康指数只比“不健康”标准上限高出0.35,处于“亚健康”状态。

循化县组织结构层处于“亚健康”状态,原因是干旱指数(逆向指标)评价值不高。该县活力、恢复力、生态服务价值层均处于“不健康”状态,分别由单位面积农业净产值评价值、单位面积耕地化肥农药农膜负荷(逆向指标)评价值、农业产投比评价值过低造成。湟源县活力层的评价值处于“不健康”状态,生态服务价值为“病态”。该县年平均生物温度非常低,仅为75.4℃,这与当地海拔高、昼夜温差大、平均气温低有直接关系,可见低温对当地农业发展影响巨大。此外,该县“病态”的生态服务价值需引起足够重视,在加大植树造林力度的同时,需改变传统的粗放式经营模式,加快农产品结构调整。不过该县农业技术人员比例评价值为各县最高,可知当地已经着手加大了农业技术投入的力度。乐都县土壤肥力评价值很低,单位面积耕地化肥农药农膜负荷过高,这与该县耕地开垦过渡,施肥不当有直接关系,要想实现该县农业可持续发展,必须调整农产品结构,加大退耕还林力度,在施肥方面应实行平衡施肥,实行有机肥、氮、磷、钾及中、微量元素配合施用。化隆县单位面积农业净产值、净初级生产力、农村居民人均纯收入评价值非常低,直接导致活力层的评价值处于最低水平。此外,化隆县粮食生产优势度、农业技术人员比例和有效灌溉率的评价值也都不高。需要注意的是该县粮食作物种植的规模优势指数为0.707,处于中等水平(最低值为0.645),而效率优势指数却仅为0.676,处于最低水平,这种广种薄收的现象直接反映了生产效率的低下。可见改变该县农业发展现状的当务之急是加大农业技术投入,压缩麦类作物播种面积,加大高原特色农产品发展,走科技兴农之路。#p#分页标题#e#

结论与讨论

生态系统的直接价值范文第14篇

20世纪80年代初，美国著名生态学家霍华德・T・奥德姆(H・T・Odum)创立了能值(Energy)理论，用来定量分析资源环境与经济活动的真实价值以及两者之间的关系。能值是“某种流动或储存的能量所包含的另一种类别能量的数量”，　“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(available energy)总量，就是其所具有的能值”。

地球生态经济系统内各种不同形式的能量都是从太阳能转化而来的，所以可以将太阳能值(solarenergy)作为标准，衡量任何类别的能量。能量在系统内流动，一部分散失了，另一部分形成潜能，将系统维持在高组织、低熵状态，形成不同能量的高低能值等级。也就是说，不同的能量具有不同的太阳能值转换率。

人类社会的货币流通并不经过自然，所以，自然资源价值难以用货币衡量。但是，自然过程和社会经济过程都包含能量流动，都蕴含能值，因此以能值为基准，可以将不同种类、不可比较的能量转化过程化为统一标准，衡量和比较不同类别、不同等级能量的真实效应，同时还可通过能值和货币比率进一步衡量能值与货币的数量关系。能值分析方法，提供了一个有别于货币价值核算又可表达价值量的环境影响评价方法，从而使传统无偿的自然资本和环境服务功能能够融入人类的社会经济核算系统，为人类活动的科学决策提供技术手段。近年来，能值理论在区域环境评价中的应用越来越广泛。

应用能值理论对土地利用规划环境影响进行评价，必须首先解决两个问题：界定土地利用规划实施环境影响边界及其具体内容；界定边界内各种产品或服务的能值含量。土地利用规划环境影响包括改变耕地、林地、水域、道路、草地、居民地等土地利用模式的直接影响和对投入、产品、服务的间接影响。能值分析方法与土地利用规划环境影响评价整合的思路就是：分析土地利用规划实施产生的影响，计算影响所导致的能值变化，然后进行环境影响评价。

生态系统的直接价值范文第15篇

关键词 湖泊湿地；生态服务功能；价值评估；南湖荡

中图分类号X826 文献标识码 A文章编号 1002-2104（2010）12-0092-04doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2010.12.019

生态系统服务不仅给人类提供生存必需的食物、医药及工农业生产的原料，而且维持了 人类赖以生存和发展的生命支持系统，它是人类文明和可持续发展地基础。 在各类型生态系统中，湿地生态系统提供的服务价值最高［1］。研究湿地生态系统 服务功能的价值，并将其纳入国民经济核算体系，才能促进湿地自然资源开发的合理决策。 本文通过对南湖荡湿地生态服务功能价值进行评价，为其可持续发展和湿地保护及合理利用 提供参考依据。

1 研究区概况

南湖荡位于江苏省常熟市区西南部阳澄片区内，是常熟市第三大湖泊，湖体总体上呈残月型 ，蜿蜒曲折，成锯齿状。主体水面面积为2.39 km2。围垦养殖，湖滩小岛垦种成田， 部分开挖鱼池，鱼塘面积达3.93 km2，造成南湖荡湖面变窄，现状湖面最宽处约500余m ，最窄处仅10余m。

2 湖泊生态服务价值评价

2.1 生态服务价值定性分析

南湖荡的核心服务功能是水产养殖功能、涵养水源功能以及水质净化功能， 但是这并不意味着南湖荡仅仅具有这三项服务功能，作为常熟市第三大湖泊、城乡结合 部的天然湿地，南湖荡 同时具备水生植 物生产、调洪削峰、土壤形成与保护、生物栖息地和文化娱乐等功能，南湖荡湿地生态系统 因为多年的筑圩围垦和围湖养鱼，造成湖面和湿地面积急剧减少。湖区周围农业生产、禽畜 与水产养殖、砖瓦、工业企业以及垃圾填埋厂都对其湖泊生态功能造成了很大程度的破坏。

2.1.1 水产养殖功能

很长一段时间，水产养殖功能被认为是南湖荡的唯一功能，物质生产能够提供给人们直 接的物质产品和经济来源，历来极受重视。 南湖荡目前湖面面积2.29 km2，规划区内现有鱼塘面积4.50 km2，养殖户100多户，养 殖 的品种主要为草鱼、青鱼、鲢鱼（白鲢、花鲢）、鲫鱼。2006年统计规划区内养有鱼1 134

t，虾183 t，蟹128 t。

2.1.2 调蓄功能

现状南湖荡属圩区控制，常年控制水位约2.2-2.3 m，较河塘水位低约1.0m，仅剩 下与望 虞河相连的南湖闸、与元和塘相连的南湖荡闸2座套闸以及一座排涝站仍在使用，其调蓄功 能较弱。 但是，南湖荡西连望虞河，东距昆承湖仅5公里左右，在空间上完全可满足昆承湖补 水的要求。望虞河作为引江济太的清水通道，水质优良，保证了南湖荡的引水条件，是较 好的补水水源。

2.1.3 水质净化功能

南湖荡周围主要是农田，另有部分砖瓦厂和一处垃圾填埋场，大量农田化肥、农药的 使用，再加上养殖过程中饵料的投放，导致水体污染严重。在这种情况下，南湖荡自身 的水质净化功能就显得尤为重要。 尽管南湖荡大部分已被用于渔业养殖，依然存有一小部分湿地，生长着芦苇等湿地植物，发 挥一定的水质净化作用。

2.2 生态服务价值定量评价

生态服务功能按照价值可分为直接利用价值和间接利用价值两类，前者包括物质生产功能中 的渔业生产和水生植物生产，以及水资源调节功能中的涵养水源等方面的价值；后者包括大 气调节功能、水资源调节功能、水质净化功能、土壤形成、营养循环、侵蚀控制、生物栖息 地功能和文化娱乐功能等方面的价值［2］。 南湖荡周围主要是农田，另有部分砖瓦厂和一处垃圾填埋场，大量农田化肥、农药的使 用，再加上养殖过程中饵料的投放，导致水体污染严重。在这种情况下，南湖荡自身的 水质净化功能就显得尤为重要。

2.2.1 直接利用价值评价

（1）水产养殖功能。 湖泊湿地生态系统通过初级生产和次级生产，繁衍了丰富多样的水生动物和水生植物， 极大地推动了全流域捕捞业和淡水养殖业的发展，为人类生活需求提供了丰富的鱼类、 蟹类、贝类等水产品。 南湖荡的养殖品种主要为草鱼、青鱼、鲢鱼（白鲢、花鲢）、鲫鱼等。2 006年当地草鱼、鲢鱼、鲫鱼价格分别为9.2元/kg、5元/kg和10.8元/kg，取这三者的平均价 格作为当地渔业的参考价格，即8.3元/kg。同时以2006的青虾价格作为虾类的参考价格，即 36元/kg，以2006年9月江苏湖蟹报价为参考价，即75元/kg，其总价值为2 560万元。

（2）供水功能。 南湖农场的部分工厂直接取水南湖荡，年工业用水量约为130万，m3；南湖荡农林业灌 溉用水一部分取自南湖荡周边河道，其余靠近湖面种植地取用南湖荡水用于灌溉，年农 业用水总量约为500余万m3。 南湖荡每年可涵养水源量约为5.37×106 m3，本文假设其10%用于周边 居民供水，则每年的供水量为5.37×105 m3。常熟市居民生活用水水价为2.40元/t，水 的密度是1 000 kg/m3。可以算出，南湖荡供水功能的价值约为129万元。

（3）科教功能。 湖泊湿地生态系统、多样的动植物群落、濒危物种等，在科研中都有重要地位，它们为 教育和科学研究提供了对象、材料和试验基地。 我国单位面积湿地生态系统的平均科研价值382元/hm2(崔保山和杨志峰 ，2001)［3］，Costanza等人（1997）评估全球湿地生态系统地科研价值为861美元 /hm2，本文采用国内80%，国外20%的权重评价南湖荡的科研价值，美元对人民币汇率采用 2009年5月22日的6.823 9，则南湖荡科教功能的价值为1 480元/hm2。李婷等:常熟市南湖荡生态服务价值评估中国人口•资源与环境 2010年 第12期南湖荡湿地生态服务功能的直接利用价值约为2 724万元（见表1）。

2.2.2 间接利用价值评价

（1）涵养水源。 南湖荡湖泊湿地涵养水源的价值通过涵养水源量，用影子工程法来计算。根据《常熟市 水资源综合规划报告》和《南湖荡保护规划》， 南湖荡现状湖面面积2.39 km2，常年控制水位在2.2-2.3 m左右，取平均 值2.25 m，则南湖荡涵养水源量约5.37×106 m3。影子工程法计算公式：

Lz=Xi•Io•(1+i)（1）

式（1）中：LZ 为涵养水源的价值；Xi为修建1 m3水库库容的平均价格（0.67元）； IO为湖泊涵养的水资源量；i为修建水库的价格增长率（-1%）。

根据上述公式，计算出南湖荡涵养水源价值约为356万元。

（2）水质净化功能。本文从对氮磷的去除角度进行水质净化的价值计算［4］。选取 我国东部平原地区几个大型湖泊的单位面积平均N、P去除率，分别为3.98t/km2•a和1.86

t/km2•a，作为南湖荡单位面积平均N、P的近似出去率。南湖荡湖泊面积为2.39 km2 ， 则其N、P出去量分别为9.51 t/a和4.45 t/a。湖泊的N、P净化功能的价值采用生活污水处理 成本N1.5元/kg，P2.5元/kg计算，计算所得南湖荡水质净化功能的价值为2.5万元/a。

（3）营养循环功能。 南湖荡水产养殖十分发达，养殖规模庞大，除鱼塘精养外，南湖湖面几乎被围网养殖 占用。 水产养殖产生的营养物质固定量以水产品中鱼、蟹、虾的氮磷固定量 为例，将固定量等价为化肥的价格，即为营养循环功能的价值［5］。化肥的平均价 格取2 702元/t。据表2可计算出南湖荡营养循环功能的价值约为1 319万元。

（4）侵蚀控制。湿地保护土壤、减少土壤控制的价值用土壤废弃的替代价值来计算。土壤 侵蚀量是与有无植被相关的。根据中国土壤侵蚀的研究成果，无植被土壤的中等程度的侵蚀 深度为15-35 mm/a［6］。计算公式如（2）：

年减少土壤侵蚀的价值=侵蚀差异量×湿地总面积土壤表土的平均厚度×湿地生产的平均效益（2）

由于南湖荡现状湿地面积很小，约为0.34 km2；侵蚀差异量取平均值25 mm/a；土壤表土 的 平均厚度采用全国平均值94.53 cm；湿地生产的平均效益参照崔丽娟等人对鄱阳湖研究的结 果，245元/m2•a。因此，南湖荡湿地生态系统地这项功能价值近似为220万元/年。

（5）生物栖息地功能。 南湖荡的生物栖息地功能的估计采用成果参照法， 参照美国经济生态学家Costanza等人的研究成果，湿地的避难所价 值为304美元/hm2。据此计算出南湖荡湿地生态系统的生物栖息地功能的价值为49.6万元/ a［7］。

综上，南湖荡湿地生态服务功能的间接利用价值约为1 948万元（见表3）。

3 结果分析

本文从直接价值和间接价值两方面评价了南湖荡湿 地生态系统的8种服务功能，得出南湖荡湿地生态服务功能的价值是4 672万元/a，相当于常 熟市2008年的总GDP 的0.03%。各项生态 服务价值的评价结果见表4。其中，水产养殖、休闲娱乐和营养循环的价值较高，其次为涵 养水源、生物栖息地、科教和水质净化。

4 南湖荡生态服务功能调整建议

目前，南湖荡最主要的生态服务功能是水产养殖，占总价值的56.35%，丰富的水产品使南湖 荡地区的营养循环功能得到充分发挥，高密度的渔网则提高了南湖荡的侵蚀控制能力，这些 都很大程度上受到高强度渔业生产的影响。针对南湖荡这种生态系统服务功能发展极不平衡 的情况，本文提出以下几点建议。（1）继续保持南湖荡水产养殖优势的同时合理规划、有条件地限制其规模。南湖荡水产养 殖在提供正向价值的同时明显具有负向价值。 水产养殖十分发达，养殖规模庞大，除鱼塘精养外，南湖湖面几乎被围网养殖占用。 养殖密度高，投放饲料过多，必将导致水体富 营养化。 在内湖进行水产养殖时 要确保水域的水质，避免造成污染保证湖泊湿地的物质生产价值。

（2）扩大南湖荡的水体、湿地面积，提高其作为涵养水源地的作用。南湖荡周边原有水网 较好，村级河道比较密集，但随着城市化进程的加快，加上没有完整的河网水系规划，导致 河湖水面被填埋现象严重，河湖淤积，水系沟通不畅，不利于引排水和水体流通，影响水环 境。因此，要尽量减少人为因素对湖泊的破坏，划定湖泊湿地的保护、恢复和开发范围，加 强湿地及周边植被恢复，吸引大量水禽前来栖息定居，从而减少因填湖造田，改湖围塘，占 湖开发等人为活动造成的湖面、湿地萎缩。

（3）发挥南湖荡湖泊湿地潜在的休闲娱乐价值。休闲娱乐功能，根据影子工程法，以生态 旅游方面的投资来估算。参考《南湖荡保护规划》，南湖荡保护规划总投资额为29 710万元 ，按照通用的旅游投资预收，以效益比15%计算，南湖荡每年提供的休闲娱乐服务的价值为4

456.5万元。南湖荡原本就是湖草丛生、鸟类栖息的湿地，在休闲娱乐方面可以更多的结合 农村自然风貌以及体验农家生活等方式，与尚湖和昆承湖的旅游开发形成错位发展，结合尚 湖、南湖荡、昆承湖、沙家浜等旅游线，建设为休闲娱乐的城市滨水生态湿地。

（4）建立湖泊湿地科研检测中心和宣传教育基地。在南湖荡西片与望虞河交汇 的水文泵站 ，建立湿地科研培训基地，为科学研究提供实验场地，通过科研宣传，提高公众保护湖泊湿 地的意识，使公众认识到在城市区域，湖泊湿地所起到的调节气候、美化环境等重要的生态 服务功能。

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Evaluation on the Ecoservice Value of Nanhu Marsh in Changsh u City

LI Ting YE Yaping

(College of Hydrology and Water Resources, Hehai University, NanjingJiangsu 210098,China)

Abstract

Nanhu（South Lake） Marsh, the third largest lake in Changshu City, is a natural