生态系统的直接价值实用13篇

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篇1

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

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

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

一、两种类型的商业生态系统

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

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

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

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

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

二、价值链价值网络型商业生态系统的构建

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

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

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

1.中心型生态系统的构建

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

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

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

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

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

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

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

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

2.平台型生态系统的构建

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

平台型企业通常在下列方面确立自己的存在理由：

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

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

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

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

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

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

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

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

三、市场联结型商业系统的构建

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

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

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

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

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

四、小结

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

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

参考文献：

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

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

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

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

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

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

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

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2.1　生态系统服务的定义

生态系统服务是20世纪90年代以来生态学界广泛使用的一个重要概念。目前，学术界广泛引用的生态系统服务的定义主要有3个：

(1)生态系统服务是自然生态系统及其组成物种得以维持和满足人类生存的条件与过程。它们能够维持生物多样性和各种生态系统产品(比如海产品、草料、木材、生物燃料、天然纤维，以及许多医药和工业产品及其生产原料)的生产[3]。

(2)生态系统产品(比如食物)与服务(比如同化废弃物)是指人类直接或者间接地从生态系统功能当中获得的各种收益[4]。

(3)生态系统服务是指人类从生态系统获得的各种收益[5]。它们包括生态系统在提供食物和水等方面的供给服务，在调控洪水和疾病等方面的调节服务，在提供精神、消遣和文化收益等方面的文化服务，以及在养分循环等方面维持地球生命条件的支持服务。在这3个定义的基础上，许多学者结合各自的研究又提出了一些不同的定义。

从生态系统管理的角度，Wallace基本认同千年生态系统评估(简称MA)提出的定义，但在具体理解上却存在一定的分歧。作为人类从生态系统获得的收益，Wallace认为生态系统服务是生态系统管理设定的目标和预期取得的成果，应当根据生态系统的结构与组分定义生态系统服务[6]。Wallace定义的生态系统服务主要包括食物、水、木材，以及文化价值等人类直接消费的生态资源。他强调生态系统过程不是生态系统服务，而是生态系统服务的生产方式，生态系统管理正是通过对生态系统过程的干预来获得预期的生态系统服务。对比可知，MA定义的调节水资源和调节气候等调节服务以及光合作用和土壤形成等支持服务，大多不属于Wallace定义的生态系统服务的范畴。

从构建环境核算与绩效体系并且最终建立绿色GDP的角度，Boyd等认为生态系统服务是核算人类从自然界获得的收益的合适单位，但是“生态系统服务”的外延过于宽泛，因而提出了“终端生态系统服务(final ecosystem services)”，并把它定义为“人类为创造福祉而直接使用或者消费的自然组分”，“终端”的含义是指生态系统的最终贡献[7,8,9]。他们强调终端生态系统服务是指人类直接使用或者消费的自然界的最终产品，主要包括2层含义：

(1)生态系统服务是生态系统的最终产品，不包括大量的中间组分与过程，这一点与Wallace的观点相似。

(2)生态系统服务是生态产品，不包含劳动力和其他非生态要素，因此它又不同于人们通常消费的经济产品。另外，和Costanza、MA以及Wallace的观点不同，Boyd等认为生态系统服务不是收益，它们只是收益的生产要素。

从制定决策的角度，Fisher等认同Boyd等提出的生态系统服务应当是生态事物的观点，但不同的是他们认为不管是生态系统的组成要素还是生态系统过程，不管是直接的还是间接的，只要是创造人类福祉所使用的，生态系统的各个方面都可称为生态系统服务，即生态系统服务是人类为创造福祉而直接或者间接使用的生态系统的各个方面[10,11]。

综上可知，生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。根据不同的角度，有的学者认为它是收益，有的学者认为它不是收益；有的学者认为它包括生态系统过程，有的学者认为它不包括生态系统过程。需要说明的是，如果把生态系统服务定义的比较“严格”，就可能忽视或者漏掉对于人类的长远福祉更加重要的关键的生态系统过程，而如果定义的比较“宽泛”，就可能增加操作的难度。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。

2.2　生态系统服务的分类

和定义生态系统服务的情况相似，生态系统服务的分类也存在多种不同的形式。目前，比较有代表性的分类包括：

(1)De Groot等从生态系统功能的角度提出的生态系统服务分类。他们把生态系统功能定义为“生态系统的自然组分与过程提供可以直接或者间接地满足人类需求的产品与服务的能力”，并把生态系统功能分为4大类和23项具体的功能，进而划分了和每项功能相对应的生态系统服务[12]。

(2)MA的分类。MA是把生态系统服务划分为4个一级类别，30个二级类别和37个三级类别，它是主要根据生态系统功能但同时也考虑了人文收益等因素，具有综合分类的特点[1]。

(3)谢高地等根据我国民众和决策者对生态服务的理解状况提出的生态系统服务分类。他们是将生态服务划分为供给服务、调节服务、支持服务和社会服务4个一级类别，初级产品提供、淡水供给等14个二级类别，以及食物生产、原材料生产等32个三级类别[13]。

(4)Wallace的分类。他是根据和特定的人文价值相对应的各种需求进行划分的，也就是基于人文价值的生态系统服务分类。它属于人类中心主义的范畴，因此没有考虑生态系统及其服务的内在价值。需要说明的是，这一分类中与社会文化价值有关的生态系统服务实际上是从MA的分类中借用过来的，它们的组织与安排尚需进一步探讨[6]。

(5)张彪等提出的基于人类需求的生态系统服务分类：他们是首先把人类需求分为物质需求、安全需求和精神需求3个层次，然后划分了和这3个层次的需求相对应的3类和12项服务[14]。此外，Boyd等根据人类从生态系统获得的收益(通常包括消遣、美学享受、商业型和自给型的收获品、危害规避、人类健康，以及对生物多样性的享用等)提出了一个示例性的分类，他们是分别划分了与各种收益相对应的终端生态系统服务[8,9]。受篇幅限制，本文仅给出MA的分类作为示例(见表1)。

关于生态系统服务的分类，作者认同Fisher等的观点，即生态系统服务分类应依据生态系统与生态系统服务的特征以及研究目的而定，因此不会存在适用于多种情境的普适性生态系统服务分类[11,15]。每一种分类都包含特定的动机并有特定的适用情境，比如De Groot等的分类紧密结合生态系统功能，适用于生态系统服务方面的机理研究；MA的分类和谢高地等的分类具有综合性，易于理解和接受，因此更加适用于生态系统服务方面的教育和传播知识。

3　生态系统服务的重要特征

目前，人们已经认识到关乎人类福祉是生态系统服务的核心特征。但除此之外，生态系统服务还具有一些生态与经济方面的重要特征。

(1)复杂性。生态系统是具有反馈、时滞与嵌套特征的复杂系统。对于生态系统与生态系统服务的动态变化，人类的认知尚处于初级阶段[16]。首先，对于有些生态系统服务，目前还不能直接测定，而是使用一些指标[11]。比如，对于森林提供的碳蓄积服务，还不能直接测定蓄积的碳的数量，而是一般使用森林面积来代替。由于森林类型、林龄以及结构的差异对碳蓄积过程具有显著影响，从而使得仅由森林面积得出的碳蓄积服务不够精确。第二，受随机因素、内在和外在因素的影响，生态系统服务的存量或者流量具有变异性[5]。生态系统与生态系统服务的变异性，在一定范围内是可以预测的，但是一旦超过某一临界阈就会变得难以预测。比如20世纪90年代早期，加拿大纽芬兰渔场的鳕鱼资源由于过度捕捞突然枯竭，从而导致开发经营了数百年的渔场被迫关闭[1]。临界阈现象是生态学界研究的重要问题，但由于其复杂性这方面的进展似乎并不顺利。抵抗力和恢复力是目前研究生态系统服务的变异性的2个常用指标，前者是指生态系统服务的生产与供给在发生不可逆转的变化之前，对干扰的最大承受能力；后者是指在干扰去除之后，生态系统服务的生产与供给恢复到干扰之前的水平所需要的时间。第三，生态系统服务一般具有不确定性[17,18]，比如河流上游生态系统对下游的洪水调节，这类服务与洪水的发生与否、级别大小以及受益人群的社会经济状况具有很大关系。再如，海滨湿地的防护服务与风暴的发生概率以及海滨地区的人口与经济社会状况有关。

(2)尺度特征。生态系统服务的尺度是指生态系统服务在空间与时间上所涉及的范围。一方面，生态系统服务来源于不同的空间与时间尺度上的生态过程或者生态系统。Costanza指出，根据生态系统服务的空间特征可以把文献。因此，尺度分析对于揭示生态系统管理中不同利益方的利益所在，进而制订各利益方都能接受的管理方案至关重要。

(3)公私物品特征。在经济学中，竞争性和排他性是描述公私物品特征的2个重要指标。所谓竞争性是指一方对生态系统服务的使用或者消费会降低或者减少另一方的使用或者消费；而排他性则是指一方可以排斥另一方对生态系统服务的使用或者消费，比如一家在自己田地里种植的作物，另一家未经允许就不能收割。Fisher等指出，根据竞争性和排他性可以把生态系统服务划分为4大类[11]：第一类是私有物品，比如粮食和木材等，它们的使用或消费具有竞争性和排他性；第二类是公共物品，比如净化空气和调节气候等，它们的使用或者消费不具有竞争性和排他性；第三类是公共资源，比如公海的鱼类等，它们的使用或者消费虽然具有竞争性但却不具有排他性；第四类是俱乐部产品，比如申请了专利的生物信息产品，它们的使用或者消费虽然不具有竞争性但却具有排他性。

事实上，一般物品都是不同程度的公私混合物品，生态系统服务也不例外，而且公私性质会随生态系统与社会系统以及它们之间的相互作用的变化而变化。比如一般情况下公海的鱼类资源是不具有排他性的，但是，可以想象在有些情况下国际社会也可能会通过制度与技术壁垒排除某些利益方对公海鱼类的捕捞。另外，有些生态系统服务在低水平的使用阶段可能不具有竞争性，但是当使用水平达到一定的程度之后也可能会出现竞争，比如在低水平的捕捞阶段或者可持续的捕捞阶段，沿海的鱼类资源是不具有竞争性的，但是，当过度捕捞导致鱼类资源大量减少时就会出现竞争[11]。再如，农业生产上的灌溉用水，在水资源充裕的情况下是不具有竞争性的，但是在水资源短缺的情况下也会出现竞争。在生态系统管理中，通过市场机制和权属制度已经对属于私有物品的生态系统服务取得了较好的管理效果。但是，对于属于公共物品、公共资源和俱乐部产品的生态系统服务来说，目前却尚未得到有效的管理，从而导致了对许多生态系统服务的过度消费以及不合理的开发或者破坏。

(4)收益依赖性。从构建绿色GDP的角度，以及从制定决策的角度，Boyd等对“服务”和“收益”这2个术语的含义作了严格区分[7,8,9]。他们认为生态系统服务仅是收益的生产要素，服务不等于收益；除了生态系统服务之外，人类获得的收益往往还包含劳动力、技术和资金等其他资本的投入。比如，人们通常认为“消遣”是一类生态系统服务，但实际上“消遣”是一种收益而不是服务 ，因为在消遣当中除了生态系统提供的美景与生物多样性等生态系统服务之外，还需要一定的技术与资金等方面的投入，而且消遣的效果与技术和资金等方面的投入关系很大。虽然从这个角度来说，不能把“服务”等同于“收益”，但是生态系统服务的界定却对收益具有直接的依赖性，也就是说生态系统的组分、结构与过程究竟是不是生态系统服务，这要以人类得到的具体收益而定。比如某一偏远的湿地生态系统提供的洁净水，如果没有人使用就不是生态系统服务，但如果有人抽取这些洁净水用于灌溉或者饮用，那么就是生态系统服务，而且抽取的灌溉水或者饮用水就是受益者从中获得的收益。另外，Fisher等还把生态系统服务划分为直接服务和间接服务2类。比如对于一个湿地生态系统来说，人们可以从中得到洁净的饮用水，在这一收益当中，生态系统的养分循环属于间接的生态系统服务，而生态系统提供的水源则属于直接的生态系统服务。

自然界中，同一生态系统往往可以为不同的利益方提供多种不同的生态系统服务。比如上面提到的荷兰的De Wieden湿地，既可以为当地居民提供芦苇，同时还可以为自然保育者提供珍稀的鸟类。因此，在生态系统服务的价值核算中，认真地分析生态系统服务的收益依赖性至关重要。

4　生态系统服务的供给、需求与消费

生态系统服务的供给、需求与消费是联系生态系统与人类福祉的3个不可或缺的重要环节。生态系统服务是由生态系统生产的，它的供给主要取决于生态系统的空间范围、结构与机能，而且往往受到人类活动的不同程度的影响，尤其是人工生态系统更是如此[13,20]。生态系统服务是人类福祉的源泉，生态系统服务的需求就是人类为了创造福祉而对生态系统服务的要求。生态系统服务的消费是指人类生产与生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，它容易受到多种因素的复杂影响，比如生态系统服务的供给、价格、收入、偏好、替代品以及人类的需求等，而且由于种种原因通常具有过度利用与滥用、利用不足，以及无偿利用等特点[13,21]。

谢高地等根据计量经济学理论和生态服务研究积累的理论成果，提出以生态服务生产函数、生态服务成本函数作为生态服务生产的主要理论基础和分析方法，以生态服务消费函数和生态服务效用函数作为生态服务消费的主要理论基础和分析方法[13]。这一构想为今后研究生态系统服务的供给与消费指明了方向，但是它的实现也面临着许多挑战。关于生态系统服务的生产函数，生态学界已经开展了大量的工作并已取得了一定的成果。它们通常是以生物因素、自然因素、地质因素以及土地利用等人文因素作为输入变量来模拟生态过程，比如土壤侵蚀模型和生产力模型等。但是，生态生产函数的模拟结果只是生态过程或者生态产品，而不一定是生态系统服务，生态系统服务是人们需求与消费的生态过程或者生态产品，这一点通常被人们所忽视。因此，在生态生产函数的基础上，还应当分析生态系统服务的需求与消费状况，比如生态系统服务的需求与消费人群，他们的地理分布与社会经济状况等。

生态系统服务的供给、需求与消费事关生态保育和社会公平等重大问题。在生态保育方面，当地居民通常偏向于消费或销售从自然生态系统获得的各种产品，从而获得直接的短期收益；而国家或者国际上的利益方则偏向于保护自然生态系统提供的间接的环境服务[19]。在社会公平方面，通常情况下是采取生态系统与生物多样性保育的部分国家和地区，在以高昂的局地成本提供重要的环境服务，而有些国家和地区在这方面付出的局地成本相对较低，但是，他们却也同样享受主要由其他国家和地区实施的保育政策所产生的环境收益[22]，这是有违公平原则的。案例研究表明，由于生态系统服务的测算与评价成本较高，仅依靠市场途径难以实现生态系统服务的有效配置，为了保护公众的利益，许多情况下还必须依靠精心设计的政府干预措施[7]。因此，为了实现生态保育和社会公平的双重目标，应当结合前面介绍的生态系统服务的重要特征，对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，了解生态系统服务在社会不同群体中的分布及变化，从而为生态系统管理提供系统全面的科学依据。

美国斯坦福大学的“自然资产”研究项目开发的“InVEST”模型在综合研究生态系统服务的供给、需求与消费方面已经做出了开创性的工作[20]。目前，“InVEST”模型已经具有了模拟木材生产、非木材森林产品的生产、水电与灌溉水源等生态系统服务的供给、需求与消费的能力，同时研究人员仍在开发模拟其他生态系统服务的模块。但是，它的应用在许多地区面临着数据缺失与质量问题，因为不同生态系统服务的空间尺度差别较大，比如昆虫的授粉服务大约为方圆1.5km的范围，对空间数据的精度要求较高，而森林的碳蓄积服务则为全球性的，对空间数据的精度要求较低[20]。因此，要想对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，除了基础理论与分析方法之外，基础数据资料库的创建也是一项急迫的任务[22]。

5　生态系统服务的价值与评估

价值是指某事或某物对使用者设定的目的、目标或者条件的贡献[5]。不同的学科、哲学观点和思想学派对生态系统服务的价值的认识各不相同[24]。目前，人们提出的生态系统服务的价值一般包括效用价值和非效用价值2类[5,24]。

5.1　生态系统服务的效用价值与评估

效用价值是根据价值的效用理论提出的，它是建立在人的需求与偏好的基础之上的。根据效用理论，生态系统服务之所以具有价值是因为人们可以从生态系统服务的实际利用与潜在利用中直接或者间接地获得一定的效用，从而满足不同方面的需求与偏好。生态系统服务的效用价值包括使用价值和非使用价值2类，使用价值又分为直接使用价值、间接使用价值和选择价值。直接使用价值是人们为了满足消耗性目的(比如对食物、薪柴的利用)或者非消耗性目的(比如对美景的欣赏)而直接使用的生态系统服务所具有的价值；间接使用价值是指为满足人类直接需求的生态系统服务的生产提供条件的那些生态系统服务所具有的价值，比如土壤形成和光合作用等；选择价值是指为了本人、他人或者后代在未来能够选择利用某些服务而对其采取保护的价值，有时也叫做遗产价值。非使用价值通常也叫做存在价值，它不涉及对生态系统服务的直接的或者间 接的使用，而是指单纯从某些生态系统服务的存在中获得的满足。比如有人从来没有亲眼见到过北极熊，而且今后也从未打算要去参观北极熊，但是他(或者她)仍然能够从得知北极熊的确实存在中获得满足，这就是他(或者她)赋予北极熊的存在价值[24]。

关于效用价值的评估，一般是根据经济学中的支付意愿对生态系统服务的效用进行评估。目前，学术界已经提出了揭示对生态系统服务的支付意愿的许多经济价值评估方法，但每一种方法都有其优点和缺点[24-30]，应当根据具体情况选择使用。需要强调的是，各人从生态系统服务获得的效用取决于他(或者她)的需求与偏好，效用价值与个人需求关系极大。目前，在计算社会获得的效用时一般是按照等权重原则将社会中每个人获得的效用进行合计，对于评价民众并不熟悉的生态系统服务来说，这一做法已经引起了部分学者的质疑。但是，除了等权重之外究竟应当如何确定社会中不同成员的效用权重着实也是一个非常困难的问题[24]。

目前，生态系统服务的效用价值评估仍然存在一些薄弱环节。比如已经开展的评估大多是对特定生态系统服务的总价值的评估，而对边际价值的评估较少[24,25]。事实上，对于有些生态系统服务的管理来说，边际价值的意义或许比总价值更加重要，比如作为濒危物种的栖息地，自然保护区的边际价值的变化对于确定保护区的范围大小至关重要。此外，以往对特定生态系统提供的一系列相互依赖的生态系统服务的全面评估，以及针对特定生态系统在不同的管理体制下所提供的生态系统服务的价值变化所开展的评估相对较少，但恰恰正是这些类型的评估才能为局地、国家以及全球层次上的决策者提供权衡利弊的相关信息[22]。因此，今后应当加强以上这些方面的生态系统服务的效用价值评估。

5.2　生态系统服务的非效用价值与评估

生态系统服务的非效用价值主要包括生态价值、社会文化价值和内在价值[5]。生态价值来源于生态系统内部不同组分之间的因果关系，它是某一物种或组分在维持其他物种或整个生态系统的生存方面所具有的价值。也就是说，生态系统的组分、结构与过程作为生态系统服务不仅可以满足人类的需求与偏好，而且在维持自然界的生命支持过程中也具有不同的作用。比如植被在控制侵蚀方面的作用，微生物对废弃物的分解在养分循环方面的作用。在生态破坏日益严重的形势下，保护区的选取以及生态系统服务可持续利用的最低安全标准的确定，都需要生态价值方面的有关信息[5,17,19]。生态系统服务的生态价值主要是通过生态学上的有关指标进行评估，比如物种多样性、生态系统的完整度，以及表征生态系统健康状况的指标等。

生态系统服务的社会文化价值是指许多人根据不同的世界观或者伦理、宗教、文化和哲学方面的自然观与社会观，把他们生活和依存的生态系统作为其社会文化认同的重要组成部分，从而认为这些生态系统及其服务具有不同的社会文化价值[5,25]。比如，作为华夏文明的摇篮，中原地区的黄河流域承载着厚重的炎黄文化。社会文化价值的评估一般是通过审议式的或者“群组”式的意愿调查价值评估程序，把相关利益方的民众或者代表召集在一起，根据经济价值评估的原则对生态系统服务的社会文化价值进行审议和评估[5]。但是，由于涉及对社会文化的认同，因此一般的效用方法并不能估算出真实的社会文化价值。

生态系统服务的内在价值是生物中心论者提出的独立于人类需求之外的价值，是生态系统服务本身内在固有的、不因外在于它的其他相关事物而存在或改变的价值，它是建立在许多文化世界观和宗教世界观的基础之上的[5]。比如在美国一些印第安人的文化世界观中，他们认为动物和植物以及自然界的其他事物都具有亲缘关系，来源于共同的母亲(大地)和父亲(天空)，因此它们和人类一样具有内在价值。对于生态系统服务的内在价值来说，虽然不能采用经济价值评估方法，但是可以根据社区、国家或者国际层次上的有关法规以及宗教的教规对违反者的有关处罚或者制裁进行评估。比如根据野生动物保护法对非法猎杀野生动物的处罚与制裁的严厉程度，可以作为不同级别的野生动物的存在价值的评价依据。

综上可知，生态系统服务具有效用价值和非效用价值方面的多重价值属性。在生态系统服务的管理决策中，效用价值和非效用价值具有相互补充与制衡的作用，比如对自然生态系统的开发利用不仅要考虑效用价值方面的成本与收益是否合算，而且还要考虑是否违反物种与生态系统的生态价值、社会文化价值和内在价值方面的有关法规。因此，生态系统系统服务的价值评估应当构建和使用多准则的综合价值评估体系。

6　结论

综上所述，本文主要得出以下几点结论：

(1)生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。

篇3

文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）10011605

1 引言

生态系统服务是指生态系统在生态过程中为维持系统本身正常运作以及人类生产、生活持续进行的自然环境条件和物质基础[1，2]，包括光合作用、生态产品（食物等生物资源）和生态服务（污染物运移、净化）等，其时空特征直接关系到区域社会经济的可持续发展和生态环境质量的健康程度。20世纪90年代以来，生态系统服务价值的定量评估逐渐成为国内外生态经济学和环境经济学研究领域的热点问题[3，4]。

土地利用类型直接表征出人类活动对生态系统服务的利用方式，其景观格局与过程也直接体现出生态系统的时空差异与服务价值量的区域性。近年来，国内外学者已从不同的尺度开展了土地覆被变化背景下的生态系统服务价值评估研究，在生态系统价值理论、主要生态系统功能和生态系统价值评估方法等方面取得了重要进展。如Costanza等[5] 首次明_了生态系统服务价值估算的原理及方法，并利用生态经济学方法对各类生态系统价值进行定量化；Hein等[6]构建了增强的生态系统服务的估值框架，分析生态系统服务价值的空间尺度效应；谢高地等[7]采用专家问卷调查法对Costanza 等提出的评价模型进行改进，对单位面积生态系统服务价值当量进行调查，建立了中国陆地生态系统单位面积服务价值表；宋佳楠等[8]利用区域社会经济生态协调系数对传统的生态系统服务价值测算模型进行修正；唐秀美等[10]根据不同生态区位赋予不同的生态区位系数，实现对用地类型的生态服务价值的修正；石等[10]利用中国1999～2008年土地利用和GIMMS遥感影像的NDVI数据，计算和分析了近10年内中国陆地生态系统服务功能价值的时空变化；以往研究表明，我国生态系统服务价值研究虽起步较晚，但其评估尺度广泛、类型多样，主要涵盖某一区域范围或单一生态系统的生态系统价值评估，即多集中于国家、省级、流域尺度[11～13]、森林[14]、草地[15]、河流[16]等生态系统上，但对县域尺度的生态系统服务价值时空特征分析相对较少，评估结果往往不能反映区域差异性。另外，随着GIS、RS等技术的发展及其在生态系统领域评估中的应用[17]，生态系统服务价值时空特征分析已成为当前主要研究趋势之一。因此，笔者以贵州省松桃县2005、2010年两期遥感解译影像为例，采用RS和GIS空间分析技术，评价县域尺度的生态系统服务价值的时空异质性，揭示城市化过程对生态系统服务价值的空间格局影响程度，以期为松桃县生态环境与社会经济的可持续发展提供理论支持。

2 研究区概况

松桃县隶属于贵州省铜仁市管辖，地跨东经108°35′42″～109°23′30″，北纬27°49′40″～28°30′20″，国土总面积3409 km2，与湖南湘西、重庆市秀山、酉阳毗邻，是苗族聚居较多的一个少数民族自治县。全县地质构造复杂，具有多个皱褶和断层构造，地势中部低，东西部高，按照地貌组合特征可分为中山地峡谷、山间盆地、丘陵河谷、中低山沟谷和中低山丘陵等5种地貌，包含1637.9 km2的喀斯特地貌和1223.6 km2的非喀斯特地貌。该县属中亚热带季风气候区，受亚热带季风气候的影响，四季分明，径流密度大，地表年径流量达25.44亿m3，且雨量充沛，年平均降水量为1416 mm，年平均日照达1228 h，但由于地形和海拔（县域海拔介于285～2494 m之间）的差异，山地小气候类型多样，生物多样性突出，森林植被和中药材资源丰富。另外，松桃县社会经济发展速度较快，城市化水平高，2015年全县GDP达到103.44亿元，三大产业结构比为26.7∶32.7∶40.6，人均GDP为 21132元。

3 数据与方法

3.1 数据来源

以松桃县1∶50000 地形图为参考，在ENVI 5.0 软件支持下分别对2005年、2010年两期LANDSAT 影像校正，在建立解译标志的基础上对遥感影像进行解译。为便于分析，将研究区的土地利用类型合并为6 种类型： 水田、旱地、林地、水域、草地、建设用地，并以2.5 m高清遥感影像为参照，对解译的数据进行精度检验，三期土地利用分类的总精度和Kappa 指数等均大于0.85，其分类结果达到精度要求。从而得到松桃县历年土地利用类型图。

3.2 研究方法

3.2.1 生态系统价值计算

该研究基于谢高地等[7]提出的中国生态系统单位面积生态服务价值当量，以单位面积农田提供的食物生产服务经济价值为依据，确定符合松桃县土地利用/覆被变化背景下的生态系统服务价值计算公式[18]：

ESV=∑AkCk （1）

式（1）中：ESV为生态系统服务价值（元/a）；Ak为第k类土地利用类型分布面积（hm2）；Ck为单位面积的生态系统服务价值（元/hm2・a）。另外，由于耕地划分为水田和旱地，但两者的生态系统服务价值量差异明显，根据以往研究经验，将耕地的生态价值量以0.6∶0.4的比例分别赋予水田和旱地（表1）；水域对局部空气调节主要在为大气提供蒸发量，保障空气中水汽的稳定性，故以气候调节价值的50%为水域的大气调节功能价值，从而得到研究区各类生态系统的价值当量。

3.2.2 时空特征分析

（1）变异系数。变异系数可以衡量松桃县不同年份生态系统服务价值的空间离散程度，以及不同地区生态系统服务价值的时间离散程度，其计算公式为[19]：

CV=1k1n∑ni=12Ki|K （2）

（2）空间相关性。相关分析可以定量描述两个变量之间的线性相关程度，明确两个变量之间的相关方向[20]。研究中采用Pearson 简单相关系数，以松桃县生态系统服务价值、不同土地利用类型在时空尺度的变异系数为变量，定量描述县域生态系统服务价值与其用地变化之间的关联性系，其计算公式为：

4 结果与分析

4.1 生态系统服务价值的时序变化

根据生态系统服务价值计算公式和各生态系统单位面积的价值当量，计算出松桃县历年生态价值量（表2）。由表2可知，松桃县2005、2010年生态服务价值总量分别为5038.51×104元、5015.23×104元，整体呈下降的趋势，2005～2010年期间生态系统价值减少共24.12×104元，年均下降率为0.12%。总体而言，松桃县2005～2010年间水田、旱地、林地的生态服务价值变化趋势均为逐渐下降，草地的生态服务价值则上升，水域的生态服务价值则保持不变。其中，林地生态系统的服务价值从2005年的4160.34×104元下降至2010年的4125.46×104元，与其他生态系统相比，同期下降幅度最为明显，在2005～2010年间下降幅度达24.12×104元，年均下降率达到0.12%；水田、旱地作为耕地的重要组成部分，两者的生态系统服务价值也从525.36×104元下降至522.67×104元，其历年年均变化率相差不太明显，如2005～2010年水田下降率仅比旱地下降率相差0.04%，但水田的变化幅度要明显小于旱地，其因为旱地面积较大，且容易受人类活动的影响，特别是城市边缘带旱地占用现象普遍；草地面积的增减主要受旱地撂荒和建设用地占用的影响，2005～2010年间草地面积增加4.27 hm2，对应的生态系统价值增加3.53×104元，年均增长率为0.2%。其因为2005～2010年间城市化水平不断提升，农业人口转化成工业人口趋势明显，耕地荒废后成为草地，导致草地面积上升，其生态价值也随之上升。总之，研究期间土地利用结构的改变对松桃县生态系统总服务价值产生了较大影响，按价值大小排序为林地>旱地>草地>水田>水域>建设用地，尤其是旱地、水田和水域的变化比较显著，变异系数均在1.30以上，而林地和草地的变异系数则分别仅有0.50和0.74，基本是其余三者的1/2倍，这也说明林地和草地在松桃县的生态系统服务价值占有非常重要的作用。

4.2 生态系统服务价值的空间分异

分析采用以乡镇为单位的生态系统服务价值来表征区域间的价值差异（表3），从生态系统空间特征来看，2005年间松桃县生态系统价值较高的乡镇是寨英镇、乌罗镇和盘信镇，三者生态系统服务总价值均高于3×104元，其比重比均值也达到7.14%，其次为迓驾镇、正大乡等22个乡镇，其生态系统服务价值在1.16×104～2.07×104元之间，但其总比重达到73.14%，最后比重较小的是妙隘乡、九江乡和大坪场镇，三者生态系统服务价值的总比重也仅有5.43%。从各个乡镇生态系统服务价值的变化特征可以看出，2005～2010年下降率最高的大兴镇，其值从1.88×104元下降至1.83×104元，期间总下降率为2.77%，其次，木树乡和长兴堡镇的下降率也达到2.22%以上，其缘于三个乡镇的林地或耕地生态系统面积减少，例如大兴镇的林地面积由6150.16 hm2下降至5886.24 hm2，年均下降52.78 hm2，直接导致了整个乡镇的生态系统服务价值量的降低。而增长率最高的乡镇却是寨英镇，其生态系统服务价值增幅达到0.19×104元，比重提升0.34%，也使得其增长率达4.92%。另外，全县生态服务价值增加的乡镇有18个，相应的比重由69.39%增加值69.90%，总体呈上升趋势。整体而言，松桃县各个乡镇的生态系统服务价值集中于1.72%～4.03%之间，寨英镇生态系统价值量最高，且呈逐年上升的趋势，其生态系统服务价值的比重平均值就达8.06%，其次为乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡和孟溪镇等4个乡镇，其比重介于5.38%～7.66%之间。

为便于松桃县各乡镇生态系统服务价值的空间差异进行对比，对松桃县各个乡镇的单位国土面积生态系统服务价值进行测算（图1），并采用自然断点法对松桃县各乡镇的生态系统服务价值进行分类，同时对各个乡镇的数值进行相关性分析，以识别生态系统价值的主要影响部分。从图2中可以看出，松桃县单位面积生态系统服务价值量共分为5类，由高到低依次为高值区、较高值区、中值区、较低值区、低值区。其中，东部的乡镇（大路乡-孟溪镇-普觉镇以东）单位面积生态系统服务价值多属于高值区、较高值区，其平均值为18259元/

hm2，西部的乡镇（妙隘乡-大坪场镇-平头乡-沙坝河乡以西）则以较低值区为主，对应的生态系统平均值仅有16767元/hm2，比东部地区乡镇少8.17%。

从2005～2010年间，高值区、较高值^、中值区的乡镇在数值上存在一定的变化程度，但其隶属的价值区并未发生变化，而较低值区、低值区的乡镇则变化明显，松桃县较低值区的乡镇由9个扩展到11个，长兴堡镇和迓驾镇由中值区转化成较低值区。

生态系统服务价值与土地利用相关性分析（表4）表明，各个乡镇之间的生态系统价值与林地的相关性最为紧密，两者相关系数的历年平均值为0.991。其次为水域、水田和草地，三者的平均相关系数分别为0.405、0.460、0.258，最后旱地的相关系数仅有0.015。这说明林地、水域等单位价值当量大的生态系统服务价值，其面积大小直接决定了区域生态系统价值总量。

5 结论与讨论

在融合RS和GIS技术的基础上，对松桃县2005年、2010年同时结合以往研究成果，从土地利用/覆被变化的视角，分析松桃县生态系统服务价值的空间特征，得出以下主要结论。

（1）松桃县生态系统服务价值总量在2005～2010年间整体呈下降趋势，且下降速度较快。10年间生态系统服务价值由2005年的5038.51×104元下降至2010年的5015.23×104元，下降幅度达24.12×104元，其直接原因在于林地和耕地面积的减少，导致林地、耕地生态系统价值量降低。另外，旱地、草地面积的大幅较少，也加剧了全县生态系统服务价值的下降，由此可见，区域内各生态系统功能彼此密不可分，土地利用方式的改变是不可忽视的因素。

（2）结合2005～2010年各乡镇的生态价值量空间特征发现，松桃县生态价值量较大的乡镇为寨英镇、乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡、孟溪镇等5个乡镇，这些乡镇的历年生态服务价值总量均超过5.38×104元，特别是寨英镇的年均生态服务价值达到8.09×104元，为全县生态服务价值量最高的乡镇。从各乡镇的价值密度（单位国土面积生态价值量）来看，寨英镇、乌罗镇、冷水溪乡、孟溪镇等6个乡镇是价值密度较大的乡镇，妙隘乡、大坪场镇等乡镇既是价值密度低的地区，这表明价值密度是区域生态服务价值质量、数量的直观反映，生态服务价值直接决定生态密度。

（3）基于土地利用、覆被变化的生态系统服务价值评估，提供了一种评价生态系统健康质量或生态服务优劣的简易方法，对区域生态环境决策提供重要参考，但由于生态系统服务既受到土地利用、覆被格局变化的影响，也受到生态系统健康程度或生产力的影响，因此，单纯从土地利用类型面积的角度，分析生态系统服务功能是明显不足的，如疏林地与有林地以及乔木林与灌木林的生态服务差别， 此因素也对生态系统服务价值变化的影响不可忽视。这也是研究中不足的地方，下一步将针对不同生产力的生态系统的服务价值进行计算，以分析人类活动对生态系统服务功能的影响，实现区域社会效益、经济效益、生B效益相协调发展。

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篇4

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

1 人类活动对生态系统作用类型分析

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

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

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

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

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

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

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

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

1.1 当代人类活动对生态系统服务没有影响

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

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

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

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

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

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

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

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

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

相关方Stakeholders生态系统服务流转及影响范围

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

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

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

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

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

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

排污权交易制度可看作类型6的典型案例。A和B

表2 A和B对生态系统服务的利用具有非竞争性

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

相关方Stakeholders生态系统服务流转及影响范围

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

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

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

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

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

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

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

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

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

2 生态补偿的概念、标准及政府的作用

2.1 生态补偿的概念

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

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

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

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

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

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

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

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

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

2.2 生态补偿标准

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

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

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

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

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

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

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

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

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

2.3 政府的作用

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

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

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

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

(4)国际合作。如参与生态补偿领域国际谈判与合作,接受国际组织捐赠等。

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

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

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

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

3 简短的结论

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

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

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

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

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

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

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

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

篇5

1.城市森林的概念和内涵

城市森林与城市林业的概念主要差异性在于城市林业主要侧重于行业的经营和管理，将城市园林绿化纳入林业经营管理的范畴，是一个多方面的经营管理体系；而城市森林是将城市绿地主要以森林的形式进行构筑和管理，是一个比较狭义的概念[1]。因此，城市森林是建立在改善城市生态环境的基础上，借鉴地带性自然森林群落的种类组成、结构特点和演替规律，以乔木为骨架，以木本植物为主体，艺术地再现地带性群落特征的城市绿地。

2.城市森林生态系统服务功能

2.1生态服务功能的含义

广义上的生态系统服务包括生态系统产品和生态系统服务，生态系统服务是指生态系统与生态系统过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[2]。一般而言，生态服务功能（Ecosystem services）是指自然生态系统及其物种共同支撑和维持人类生存的条件和过程；它能够比较清晰地描述人类对生命支持系统的依赖性，为人们评价各种技术和社会经济发展方式的长远影响提供了一种参考，以防止和减少自我毁灭性的经济和社会活动[3]。

2.2城市森林生态系统的生态服务功能

森林生态系统的生态服务功能是指森林生态系统及其生态过程为人类提供的自然环境条件与效用[4]。从复合生态系统的角度来看，它不仅包括该系统为人类提供食品、医药和其他工农业生产的原料这内部效益，更重要的是支撑与维持地球的生命支持系统，维持生命物质的生物地化循环与水文循环，维持生物物种与遗传多样性，净化环境，维持大气化学的平衡与稳定的外部公益作用。

3.城市森林生态系统服务功能价值评估主要研究方法

客观准确的计量评价城市森林生态系统的服务功能及其价值仍然是一个有待深入研究的理论和技术难题，已成为国内外生态学与生态经济学研究的前沿课题。面对当前极为紧迫的生态环境建设局面，充分认识森林生态系统在预防自然灾害和促进资源经济协调发展中的巨大作用，保护与恢复城市森林生态系统功能，应该成为各级决策部门的共识[7]。

3.1城市森林生态功能评价方法

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。根据城市森林生态功能属性，以择优原则选择适用的评价办法。

3.1.1物质量评价法

3.1.1.1森林固定CO2和释放O2的价值

考虑到森林生态系统是一个复杂生态系统，有植物的光合作用和呼吸作用，凋落物层的呼吸作用和土壤释放CO2的作用[9]，因此：

式中，Q为CO2固定量（1.hm-2.a-1）；S为净第一性生产力所同化的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rd为凋落物层呼吸释放的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rs为土壤呼吸释放CO2量（1.hm-2.a-1）。根据已有资料报导，我国森林固定CO2和释放O2的成本分别为273.3元t和369.7元t，取碳税法和造林成本法两者的平均值来评价森林生态系统固定CO2的价值。

3.1.1.2净化空气的价值

森林净化空气的主要机能是：吸收气体污染物、阻滞粉尘、杀除细菌、降低噪声、释放负氧离子和萜烯物质。因而对空气的清新和人体健康有利。这里重点对吸收污染气体价值和阻滞粉尘的价值进行评估[2]。

（1）森林吸收污染气体的价值

以SO2为例，常用有吸收能力法。根据单位面积森林吸收SO2的平均值乘以森林的面积，计算出吸收的SO2量，再根据防治污染工程中削减单位重量SO2的投资额度，算出森林吸收SO2的经济价值“阈值法”对吸收能力的推算以SO2在林木体内达到阈值时的吸收量来计算“叶干重法”树木吸收：

SO2量=叶片积累+代谢转移+表面吸附。通过实验测定某树种叶在一定期间含硫量变化作为吸收量，再根据叶干重占植物的比例计算出转移的流量和叶面表面蒙尘量。

根据《中国生物多样性国情研究报告》，阔叶林对SO2的吸收能力为88.65kg/hm-2/a-1，针叶林平均吸收能力为215.60kg/hm-2/a-1，减少SO2的成本为600元/t-1。

（2）森林阻滞粉尘的价值

森林的滞尘功能价值评估方法运用替代花费法， 通常以森林的平均滞尘能力乘以森林面积计算滞尘量，再按削减粉尘的成本计算经济价值，从而估算城市森林生态系统滞尘功能的价值。

式中，Vd为滞尘价值（万元/a-1）；Qd为滞尘能力（1。hm-2.a-1）；S为面积（hm2）；Cd为削减粉尘成本（元/t-1）。

3.1.1.3休闲游憩功能评估

旅行费用法（TCM法）是当前世界上最流行、也是应用最广泛的森林游憩价值评价方法。由森林旅游产品的消费逆向流动，游客必须支付一定的交通费用以到达林地从事旅游活动，通过对这些费用的统计分析可得出旅游需求与旅行费用之间的关系，求出旅游需求曲线。将旅游者的旅行费用包括旅行时间价值作为“影子价格”求出游客的消费者剩余，一个风景区的旅游价值就是该风景区全体游客的消费者剩余之和。

3.1.2价值量评价法

3.1.2.1 直接利用价值

森林生态服务功能的直接经济价值是由于环境资源对目前的生产或消费的直接贡献决定的。也就是指环境资源直接满足人们的生产和消费需要的价值。如木材、野生药物、森林游憩等，都是森林的直接经济价值。直接利用价值可用产品的市场价格来估计，其主要表现为林产品价值和游憩价值。

3.1.2.2间接利用价值

间接利用价值是由环境所提供，可用来支持目前的生产和消费活动的功能中检索截获的价值。间接利用价值不直接进入生产和消费过程，但为生产和消费提供了支持和保障，没有它们，生产和消费就不能正常进行或不能存续。森林生态服务功能的间接经济价值主要表现为森林生态系统的环境功能，如保持水土、净化水质、固碳制氧等、营养物质循环等，是其生态服务功能价值的主体，是最难以进行评价而又最容易被人们忽视的价值。因此，对这部分价值进行定量评价对确切评价森林的生态服务功能具有重要意义。间接利用价值的评估常常需要根据生态系统功能的类型来确定。目前多运用市场价值法、替代市场法等方法评估其经济价[5]。

（1）涵养水源价值计算

采用水量平衡法来计算水源涵养量， 水的价值采用替代工程法（或影子工程法）来计算：

W=（R-E）A=θ.RA

式中W为涵养水源量（m3/a）；R为平均降雨量（mm/a）；E为平均蒸发散（mm/a）；A为研究区面积（hm2）；H为径流系统。

森林增加地表有效水量的价值可用下式计算：

式中，V为森林增加地表有效水量价值；Si为第i树种的面积；H0、Hi分别为对照地和第i树种单位面积的拦蓄降水能力，m3.hm2；P为当前生活用水价格，取2.0元m3。

（2）净化水质价格计算 采用替代工程法来计算。

（3）保持土壤价值计算

森林植被的存在可以极大的减少土壤侵蚀量、保护和提高土壤肥力水平。因此，森林保持土壤的价值可从减少土地损失、减少土壤肥力损失和减免泥沙淤积和滞留3个方面加以考虑。其中，森林减少土壤肥力损失的价值可按下式计算：

式中，Vf为森林保肥效益经济价值计算；d为单位面积水土流失量；s为森林面积；P1i为森林土壤中氮磷钾等含量；P2i纯氮磷钾等折算成化肥的比例；P3i各类化肥的销售价。

（4）净化空气价值计算 主要采用影子价格法来计算。

（5）净化环境价值计算 一般是根据森林面积及森林对有害物质、噪声、辐射等的减除能力及影子价格计算[10]。

4.关于城市森林生态功能评价的建议

就我国目前的研究现状来看，森林生态系统服务功能的研究还处于初级阶段，多数研究尚处在对于其理论方面的探讨，研究的对象比较单一，功能范畴方面的考虑也不够全面；在估算方法上，大多直接引用国外的研究方法或者直接套用国外的标准。由此可见，在我国尽快开展生态系统服务功能及其生态经济价值的研究，是为生态环境保护与建设提供决策依据，以实现可持续发展所亟待解决的重要课题之一[5]。为此建议：

4.1 城市森林生态系统服务形成机制研究

城市森林生态系统服务是人类从生态系统维持自身的生境、生物、生态系统的特征或过程中直接或间接获得的利益，而城市森林生态系统的结构与过程是相互作用、相互影响的，研究这两方面的相互作用关系是弄清生态系统服务形成机制的基础，也可为生态系统服务功能的维持与保育提供方法与对策。

4.2 不同城市森林生态类型的各种服务价值研究

城市森林生态系统功能评价是区域规划的基础和重要依据。通过城市森林生态系统服务功能的评价，可以明确区域内生态系统重要性差异及其空间分布特征，确定城市森林生态系统不同类型服务功能重要地区及其分布，确定区域优先保护生态系统和优先保护地区，从而科学合理地进行区域生态区划和生态规划，在时间和空间尺度上实现资源的合理利用和区域可持续发展。

4.3多学科有机结合和集成创新

城市森林生态系统服务价值的研究依赖于生态学的基础研究，应着眼于对地球生命维持系统具有特殊意义的生态系统的生态过程，加强自然研究与经济学、社会学等学科的交融。城市森林生态系统服务价值的实现与补偿不仅依赖于价值估算的技术发展，而且也有待于现有市场价格体系和人们价值观的改革。

4.4对服务功能价值评估的方法和手段有待进一步加强

目前国外已开始采用SWAT， UFORE以及C ITYGrccn等相关软件，并在地理信息系统支持下对森林服务功能进行了监测与评估，其精度与便捷性都得到了提高[38]，然而目前国内对森林生态效益评价研究的技术支持手段还较为落后，遥感、地理信息系统技术等高新技术的应用还不多，其结果不仅速度慢，费工费时，而且不能很好地分析、管理和应用评估所需的数据信息，更难以做到动态管理和评估。为此，在今后的研究过程中关于生态系统服务功能评估的手段与方法有待进一步提高。

5.结语

由于城市森林生态系统服务的多样性、生态过程与经济过程之间联系的复杂性以及自然过程的不确定性，对生态系统服务进行核算难度极大，无法作到准确无误。但在这方面的任何尝试都是有益的，不仅给出城市森林生态系统服务相对量的近似值，使城市森林生态系统服务的潜在价值范围明朗化，而且为进一步研究建立了基础。

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篇6

随着经济全球化的发展，企业间的竞争方式和范围已经超越了产品、行业。企业的生存与发展不仅取决于其本身，还受到它所处的生态环境的影响。因此，企业生态系统生态学是站在宏观的角度，以整个企业生态系统为中心，研究企业之间、企业与环境之间的相互作用。

这种竞争方式的转变对企业产生了深刻的影响。企业的成功与否将会在很大程度上依赖于他所从属的生态系统。因此，企业在制定战略时，不仅要分析自身的资源、能力，更要从其所属的生态系统的视角出发，制定相应的战略。传统的战略理论在目前这样的动态竞争环境中显得捉襟见肘，而基于生态理论的企业战略研究将会为企业制定战略提供崭新的视角。因此，运用生态理论研究企业间相互关系，有助于企业领导者正确制定企业成长战略，在竞争中立于不败之地。同时，也有利于对未来产业发展等领域的问题进行预测，为政府制定产业政策提供理论依据。

一、企业生态系统的要素

企业生态系统通过顾客需求将位于不同生态位的企业联合起来，创造价值。众多的企业在技术、资金、运作方面相互协作，形成一个价值共享的统一体。企业生态系统的一个重要因素是市场空间，它促使人们将设想通过技术进步加以实现。当市场中有了需求并被认可，再加上核心企业的推动，那么就会有更多的企业参与到这项事业中。

在企业生态系统中，每个企业的角色是不同的。扬西蒂和莱维恩把公司分为网络核心型、坐收其利型、支配主宰型、缝隙型四种类型。他认为网络核心型企业能够推动企业生态系统的健康运行，网络核心型企业提供了关键的平台，为生态系统创造价值并与其他成员共享价值；坐收其利型和支配主宰型通常不会促进系统的健康发展；而缝隙型企业数量众多，主要是依附于网络核心型企业的企业。

核心企业与缝隙型企业在资金、技术、运作等方面相互协作，共同创造价值。但是，缝隙型企业与核心企业在生态系统内的作用是不同的。缝隙型企业需要依附于核心企业。缝隙型企业与核心企业的划分也是相对而言的，在某一个局部，某一个缝隙型企业也有可能处于核心地位。因此，在企业生态系统内，核心企业与缝隙型企业之间形成了一种网状结构，共同满足市场需求。同时，与传统观念不同的是，在企业生态系统中，顾客不再被当做企业之外的因素，而成为了整个系统的一部分，其结构图（如下页图1所示）。

二、生态系统视角的企业战略分析

莫尔的生态系统战略是在以前战略理论的基础上，同时又结合了新的时代特点而产生的，因此它与以前的理论联系密切，同时又有不同之处。

第一，它将制定战略所需考虑的环境扩大了。制定战略不是仅仅从企业自身来考虑，而是从企业所在的企业生态系统的高度来考虑。企业所在的生态系统是否健康、竞争力如何、如何发展壮大在企业制定战略时显得更为重要。

第二，战略从关注企业自身的成长转变为关注企业所在的企业生态系统的成长和企业在生态系统中的地位的变化。正所谓皮之不存，毛将焉附，企业的命运与之所处的生态系统的命运休戚相关。企业要想生存，必须在生态系统中占据一定的生态位，确保别的企业的触角不会伸向自己的领域；企业要想壮大，则要努力成为生态系统中或者局部的生态系统中的核心企业。

第三，企业的绩效不仅仅取决于企业内部管理的好坏和行业平均利润，而是生态系统和其内部各成员关系的函数[1]。

第四，企业间的竞争由直接变为间接；合作逐步取代竞争。以往的单个企业和单个企业的竞争转变为生态系统和生态系统的竞争。这样，竞争从直接的竞争转变为相对间接的竞争。而在企业生态系统的内部，虽然各成员之间会竞争，争夺核心企业的位置，但是，他们之间的关系更多的是合作。企业生态系统之所以能存在是因为大家为了同一个目标而紧密地联系起来，共同满足客户的需求。

第五，战略的制定从基于产品或服务的竞争，演变为在此基础上的标准与规则的竞争[2]。

第六，从关注企业自身的资源到整合企业可以利用的资源。从古典战略理论学派直至资源学派，都是关注企业自身所拥有的资源。但是到了生态理论战略，由于企业间组成了生态系统，企业相互协作，因此企业不但可以利用自己的资源，还能够整合生态系统内其他企业的资源，从而创造更多的价值。

综上所述，基于生态理论的战略与以往战略理论的不同（如下表所示）。

以上的不同也决定了企业的组织结构的变化。企业生态系统比传统的组织更能够以顾客为导向。企业生态系统中顾客的喜好就好比是阳光。正如植物具有向阳性，企业生态系统则跟着顾客的需求走[3]。传统的组织中，零售商最先知道市场的情况，然后传递给分销商，再传递给制造商。当然由于市场的竞争，会有竞争者取代反应滞后的公司，但是这个过程漫长、无法直接传递到位。但是企业生态系统是一种扁平化的组织，通过建立界面和平台把它的参与者和顾客集合在一起，可以直接和顾客对话，知道顾客需要什么，什么应该被创造出来。同时，企业生态系统具有源源不断的创新的源泉和动力。企业生态系统和以前的组织形式不同，还在于它是一个开放的组织。以往的组织，战略联盟也好，供应链也好，都是一个相对封闭的组织。公司之间通过长期的合作形成对于彼此的信任，形成一个相对稳定的合作关系，从而形成一种相对稳定的组织。但是，企业生态组织是开放的组织。它随时欢迎新的参与者加入，它的大门随时向有志于从事这项事业的人或者组织打开。因此，这保证了企业生态系统能不断地创新，而价值正是来自于生态系统中不断的创新和进步。

三、基于生态系统的企业战略

以上对于生态系统战略的形成、结构、特点等进行了分析，那么在实际中，如何运用这种战略应对竞争？基于生态系统的企业战略分析框架是什么？针对这个问题，结合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生态系统的企业战略分析模型。此模型围绕四方面分析：（1）分析现有的价值理念能否满足市场需求？（2）评估系统风险，包括依赖风险和整合风险。（3）创建价值创新和共享机制。企业的生态系统本质上来说也是一条由各个节点组成的价值链。（4）不断进行绩效评价，审视价值理念、系统风险、竞争优势是否发生变化，并根据变化情况重构生态系统或选择新的系统。模型（如图2所示）。

（一）核心企业战略

基于生态系统的企业战略模型分为了上下两部分，主要是因为核心企业和缝隙型企业在企业生态系统中的战略诉求是不同的。核心企业是企业生态系统的推动力量，他主要负责建立整个系统的价值共享机制、价值创新、整合资源，确保生态系统的竞争力和健康运行。而缝隙型企业则主要关注自己在生态系统中所处的位置，并保持自己的相对优势，参与价值创造的过程，同时在生态系统无法有效运行时，退出此生态系统，转而投向更具有竞争力的企业生态系统。对于核心企业而言：

1.分析现有的价值理念能否满足市场需求。所谓价值理念也就是用简洁的、概括的语言对将来生活的一种设想或想象。价值理念的革新来自于新的思想或者新的科技。正是价值理念的革新创造了新的需求，而新的需求是推动企业生态系统成长壮大的原始力量。当现有的价值理念没有改变，同时现有的价值创造和共享机制依然有效时，则可以巩固现有的生态系统，否则就需要重组企业生态系统。

2.评估系统风险。罗恩·阿纳德指出，一项技术在市场中能否成功，不仅仅取决于这个项目或技术本身，在很大程度上取决于外部的条件。这个外部的条件包括依赖风险和整合风险[4]。在生态系统中寻找符合本企业特点和条件的生态位。所谓依赖风险是指与配套的产品创新者进行协调的不确定性。所谓整合风险是指创新在价值链的周期所带来的不确定性。也许你将本企业的开发周期缩短了，但是价值链上的其他周期时间延长了，也可能导致整体时间的延长，从而使得预期的目标无法实现。

3.建立价值共享机制。新的价值理念可行，同时系统风险也可以预测和控制，那么就可以吸引参与者的加入，但是能否留住这些参与者，并建立起网络关系，就需要靠价值共享机制。通过压榨其他企业的利益而攫取价值链上的大部分利益对企业来说是一个短视的行为。

（二）缝隙型企业战略

对于缝隙型企业来说，他们通过评价核心企业所建立的企业生态系统的竞争力，同时结合自身的能力来确定是否加入到此生态系统中。如果加入，在生态系统中处于何种位置？选择何种生态位？建立什么样的网络关系？在此基础上，确定企业的战略目标并执行战略目标。通过对绩效评价来进行反馈。如果生态系统依然有效，但是企业的优势逐渐丧失或者生态位逐渐被侵占时，企业则需要提高自身的能力，继续

寻找合适的生态位。如果企业生态系统的活力或者价值渐渐丧失，那么企业就应该决定是否退出此生态系统，而转向更具有竞争力的生态系统。当然，在这个过程中，核心企业创建价值共享机制，缝隙型企业也不是被动接受的，他们也会参与到价值共享机制的创建和改善中去。

四、小结

竞争环境的变化正在对企业的竞争方式产生深刻的影响，而竞争方式的转变正在影响着企业的战略制定。从企业生态系统的视角分析战略正在拓展和超越传统的战略分析框架。本文提出了基于生态系统的企业战略模型，该模型围绕分析现有的价值理念能否满足市场需求；评估系统风险，包括依赖风险和整合风险；创建价值创新和共享机制；不断进行绩效评价四方面进行分析，并针对核心企业和缝隙型企业的不同战略诉求进行了区分。

参考文献

[1]A.D.Aveni，Veliyath，Rajaram.Hypercompetition:Managing the Dynamics of Strategic Maneuvering.Academy of Management Review，1996，(1):291-294.

[2]李玉琼.网络环境下企业生态系统的形成机理探析[J].改革与战略，2007，(8):132-135.

篇7

一、水库建设对生态资产的影响

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

1、水库建设对河流生态系统的影响

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

2、水库建设对陆地生态系统的影响

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

3、水库建设对自然―经济―社会复合生态系统的影响

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

4、对水环境的影响

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

二、水库生态资产价值评价

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

1、水库生态系统服务功能评价

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

2、水库建设对生态资产影响的评估方法

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

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

3、水库生态资产评估中需重点研究的问题

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

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

参考文献：

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

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

篇8

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，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立现代化企业制度，可为经济绿色发展奠定基础。

4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径

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

4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件

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

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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。

篇10

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

2．1水土保持改善生态系统物质循环的效益及其生态系统服务价值

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

2．2水土保持调节水文循环的效益及其生态系统服务价值

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

研究区水土保持生态系统服务功能外部价

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

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

结语

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

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

生态系统服务价值是指人类从生态系统中获得生活必需品并且保证生活质量这两部分的所有惠益。人类直接或间接地运用其过程、结构和功能来获取生存发展所需要的支持和服务。生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1]。生态系统服务价值维持着人类的生存和发展，是人类所必需的自然资本。科技的不断发展影响生态系统服务功能，但是不可以替代自然生态系统服务功能。随着可持续发展的不断深入和研究，保护和维持生态系统服务功能已经成为可持续发展的重要基础。对于生态系统服务价值的研究是国内外研究可持续发展的热点之一。近些年来，国外学者对生态系统服务价值做了诸多的理论和实例研究[2-5]，国内研究者也分别从不同区域尺度进行了积极探讨[6-11]。研究表明，开展土地利用背景下的生态系统服务价值的定量分析和区域比较，对促进区域生态建设和可持续发展具有重要意义。

土地利用总体规划是在一定区域内，根据国家社会经济可持续发展的要求和当地自然、经济、社会条件，对土地的开发、利用、治理、保护在空间上、时间上所作的总体安排和布局，是国家实行土地用途管制的基础[12]。土地利用总体规划是以经济效益为目标的，在这种目标下，土地的利用类型会发生变化，从而导致系统生态服务价值的变化。诸多学者将优化生态系统服务功能与土地利用总体规划相结合，对土地利用总体规划进行定量分析，协调经济效益和生态效益的关系，从而使土地利用总体规划更具科学性和直观性[13-17]。这对维持生态平衡、建立科学合理的土地规划利用方法具有重要指导意义。

1 基础数据来源与研究方法

1.1 基础数据来源

根据《怀来县土地利用总体规划（2010―2020）》、《怀来县土地利用现状（2010）》图件和文本等获取研究区土地利用类型数据。并将这些数据进行分类，即耕地、园地、林地、草地、水域、建设用地和其他土地。依据《河北省统计年鉴》和《河北省国民经济和社会发展统计》得到研究区社会经济发展状况的基础资料。

1.2 研究方法

从土地利用总体规划引起的土地类型变化入手，运用LNOPT软件进行研究区现状的景观生态优化，对水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能5项功能选取不同的指标并结合专家打分法建立景观生态优化模型，将地区的景观建设引入土地利用总体规划中，并与现有的土地利用总体规划的生态系统服务价值进行对比分析。

LNOPT是2002年由Gruehn与Kenneweg提出，用于模拟中欧地区景观特色的生物评价模型。该模型是通过“函子”按照排列顺序进行数据处理，并进行动态反馈、数据层和多区域方法的运算。通过LNOPT的生物评估模型、社会经济评估模型和非生物评估模型这3个模型的平台分别对水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能进行数据转化、矩阵加权和数据计算。通过三步封装，提供一系列的计算，利用ArcGIS 9.3成图。

采用Costanza等[18]的生态系统服务价值估算方法对气候调节、生物多样性、气体调节、土壤保护、物质生产、废物处理、水源涵养、娱乐文化和原材料9种生态系统服务功能价值进行估算，得出研究区优化前后的生态系统服务价值总量。

2 景观生态模型的构建

2.1 水源涵养功能模型

水源涵养服务功能的意义在于研究区中的水资源调节程度。根据该区域中的河流、水库的地理位置，以及整个河流水资源的利用和径流的调节作用进行综合考虑。一般地区涵养水源功能是由于地表覆盖、土壤渗透和地形这3方面构成，它们主要受地表覆盖率，土壤渗透力，地形等因素影响。根据该区域生态系统涵养水源服务功能的影响因素和生态环境的特征，考虑数据可获得性，选择地形坡度、土壤渗透、植被覆盖度和含水量作为重要评价指标，根据怀里地区的地形地貌特征，降水分布情况、土壤以及植被覆盖，进行不同等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。

2.2 物质生产功能模型

从怀来县的生态系统服务功能出发，选择能够直接生产产品的功能进行评价。根据生态系统提供的农产品的能力作为重要的分级依据。评价研究区生态系统的物质涵养功能，结合该区域的地形地貌特征和产品生长条件，考虑该区域的数据可行性，选取土壤类型、剖面构型、有机质含量和坡度作为重要的评价指标，再根据该区域的地形地貌和生长条件进行等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。

2.3 土壤保护功能模型

土壤保护功能的评价是在土壤侵蚀性的基础上，依据土壤侵蚀情况和土壤侵蚀对河流或者水资源的影响来进行评价。怀来县地形比较复杂，以山地为主，其中大多数都是坡度大于25°的坡地，该区域容易发生土壤侵蚀，是怀来县山区最为主要的土地生态环境问题。

土壤侵蚀敏感性是方便分辨出土壤侵蚀的区域，分析它对人类活动的影响。美国通用土壤侵蚀方程（USLE）包括坡面土壤流失影响程度的主要因素，该公式在国内外得到了广泛的应用。通用土壤侵蚀方程（USLE）的表达式为：

A=R・K・LS・C・P（1）

式（1）中，A为土壤侵蚀量，R为降水侵蚀力，K为土壤质地因子，LS为坡度坡向因子，C为地表覆盖因子，P为农业耕作措施因子。其中，农业耕作措施是人为因素。

从土壤侵蚀方程中，可以看出影响一个区域土壤侵蚀的主要有地理条件、水资源、植被、土壤和人类活动五大因素，这些因素同时可以被用来表示某个区域对土壤侵蚀的敏感性。根据怀来相关文献和获得数据情况，本研究选取了土地利用类型、坡度、土壤质地、水资源分布和距林场、林地距离作为评价因子，并对各指标因子进行不同等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。

2.4 生物多样模型

怀来县拥有丰富的植物类型和复杂的生物群落，而植物是鸟类分布和多度的第一影响因子。鸟类常常作为植物群落的指示物种，进而反映栖息地及周边生态环境。本研究选取大白鹭作为怀来县的生态多功能优化的焦点物种，通过观察怀来县鸟类的生物习性、栖息地类型、生态特征等进行分析。大白鹭是大中型涉禽，栖息于平原和山地附近的河流、水田、湖泊及沼泽地带，以甲壳类、软体动物、水生昆虫以及小鱼、蛙、蝌蚪和蜥蜴等动物性食物为食，摄食区域主要是河流、沼泽等浅水区域。从大白鹭摄食地区的距离来看，大多数是在距离巢穴大约5～10 km范围内，少数在15～25 km的范围内，极少数在巢穴周围约2 km范围内摄食。本研究针对大白鹭栖息地和筑巢特征，确定影响大白鹭选择栖息地的因子，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。

2.5 娱乐文化功能模型

怀来县具有良好的生态环境，拥有官厅水库、休闲度假太师庄、葡萄庄园、自然风景区等户外游憩空间，游憩资源具有类型多、数量大、分布广的特征。本研究根据研究区的各地区景点以及地形地类的分布情况，考虑研究区的数据可行性，选取坡度、土地类型、距农村道路和公路的距离、距水体的距离和距景区（特殊用地）的距离这5个因子作为评价指标，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。

综上所述，运用LNOPT软件平台的非生物评估程序对水源涵养、物质生产、土壤保护功能进行优化，运用生物评价程序对生物多样进行优化，运用社会经济评价程序对娱乐文化功能进行优化。首先是运用GIS软件对怀来县遥感影像图解译，并进行矢量化和编辑处理每个图形的属性，再运用插值计算，将其表面数据转化成栅格图层；第二步，根据LNOPT软件的应用程序，确实功能因子，通过专家打分法确定每个因子的分值；第三步，对水源涵养的因子进行相关性检查，并且运用专家打分法确定权重，确定每个因子的权重分值；第四步，运用LNOPT软件平台，结合栅格数据，通过权重加权的方法进行计算；第五步，经过LNOPT平台数据验证模型以研究区现状为样本进行校正，确定该区域功能的景观优化图，结果见图1～图5。

2.6 综合生态系统服务功能景观优化模型

综合以上水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能的景观生态优化模型，建立综合的景观生态优化模型。这5项生态系统服务功能的景观生态优化模型是具有同等重要性的，将其赋予相同的权重。将这5项生态系统服务功能的景观生态优化模型运用LNOPT软件中的矩阵加权方法进行叠加，根据最终分值确定怀来县生态系统服务价值景观优化模型（图6）。它们形成了连续而完整的生态系统服务功能格局，为区域生态系统服务的健康和安全提供保障。

高水平区域是生态系统服务功能在城市发展中最重要的保障范围，是不可打破的生态红线，是需要严格控制和特殊保护的地带，应该纳入城市的禁止区域和限制建设区；中水平区域是生态系统服务功能比较限制的区域，该区域可以发展农业、建设用地，适合开展一些旅游景点供给人们进行旅游和观赏；低水平区域是应该加强生态环境建设的区域，如在城市周围增加绿化，减少建设用地。这种景观生态优化模型维护了城市的基本生态环境，是怀来县可持续发展的基础保障，为城市建设提供一定的界线。

3 研究区生态系统服务功能变化分析

3.1 研究区生态系统服务价值系数计算

生态系统服务价值当量因子指生态系统产生生态服务相对贡献大小的潜在能力[19]，将全国农田1 hm2粮食自然产量的经济价值定义为1，其他生态系统服务价值当量因子表示该生态服务相对于农田生态系统生产服务的贡献大小，本研究依据谢高地等[6]制定的不同省份农田生态系统生物量因子表，对怀来县所在地区的生态系统服务价值当量系数进行修正（河北省的修正系数为1.02）。

没有人力投入的自然生态系统提供的经济价值等于当年平均粮食单产价值的1/7[20，21]，中国2005年单个生态系统价值当量的经济价值为449.1元/hm2，结合2006年《河北省统计年鉴》的相关数据，可以计算得出2005年环京津地区平均粮食产量为4 683.35 kg/hm2。全国地均粮食产量为5 896.50 kg/hm2，据此为标准对全国的生态系统服务价值当量价值进行系数修正，确定该地区单个生态当量的价值为356.70元/hm2，据此可得到该研究区单位面积土地生态系统服务价值系数（表1）。

本研究中生态服务价值当量因子按以下方法进行归类：耕地――农田，林地――森林，草地――牧草地，水域――水体，建设用地――居民点及工矿用地和交通用地；园地以本研究区的牧草地和林地的平均值为其生态系统服务单位价值[22]。

3.2 研究区生态系统服务价值计算

根据单位面积土地生态服务价值系数和各利用类型土地面积可以得出怀来县生态系统服务功能的总经济价值，其计算公式：

ESV=∑（VCk×Ak） （2）

式（2）中，ESV为土地生态服务价值，单位为元；VCk为第k类土地利用类型的生态服务价值系数，单位为元/hm2；Ak为第k类土地利用类型的总面积，单位为hm2。

依上可以得出怀来县2010年各类土地生态服务价值量（表2）。

从表2中可以得出研究区现状各类土地生态系统服务价值量。研究区域的林地面积居多，而且单位面积生态系统服务价值比较大，因此林地的生态系统服务价值总量最高，为3.541 3×108元。由表1可知，湿地的单位面积生态系统服务价值量比较高，但是生态系统服务价值总量受到土地类型面积的影响，湿地的生态系统服务价值量仅4.149×107元。同理，水域的生态系统服务价值为2.297 6×108元。研究地区中建设用地面积相对较大，且单位面积生态系统服务价值量变现为负效应，其价值量为-5.557×107元。研究区现状的各类土地生态系统服务价值总量为9.533 3×108元。

3.3 各类土地利用类型生态系统服务价值变化

由表3可知，依据土地利用总体规划方案，怀来县在土地利用总体规划前的总生态系统服务价值是9.533 3×108元，土地总体规划后总生态系统服务价值有所减少，为9.438 3×108元，总体减少9.50×106元。土地利用规划后，只有耕地增加了5.09×106元，其他土地利用类型的生态服务价值量均有下降，最为明显的是园地，为6.27×106元，水域的变化量最小，为4×104元。

篇12

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

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

二、研究区域和方法

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

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

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

三、结果与讨论

(一)结果

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

(二)讨论

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

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

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

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

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

2、蔗田生态系统的经济效益及其持续经济效益

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

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

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

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

3、巨大的投资收益率支撑着巨大生态经济系统及其相关产业

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

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

四、结论与建议

篇13

资源环境具有自然属性、经济属性和法律属性。自然属性包括天然性、有限性与稀缺性、生态性和区域性等。经济属性包括具有使用价值、能够以货币计量和具有可收益性等。法律属性包括资源资产产权在法律上具有独立性,资源资产的使用权可以依法交易等。资源环境价值是生态资源环境经济属性和法律属性的体现，是资源环境的直接价值。实现区际生态补偿的基础首先即在于资源环境的价值，这是因为对生态补偿标准的确定，很大程度上依靠对资源环境的价值进行评估。

马克思劳动价值论是马克思剩余价值理论及整个马克思政治经济学的核心和基石，马克思认为，“形成价值实体的劳动是相同的人类劳动，是同一的人类劳动力的耗费”。基于劳动价值论，马克思认为，“如果它（指自然资源）本身不是人类劳动的产品，那么它就不会把任何价值转给产品。它的作用只是形成使用价值，而不形成交换价值，一切未经人的协助就天然存在的生产资料，如土地、风、水、矿物中的铁、原始森林的树木等，都是这样”。应该说，这种看法是受制于马克思当时的历史局限性，并且，就劳动过程而言，显然，仅有活劳动是远远不够的。人们还必须拥有除劳动之外的其他生产要素才能进行现实的生产和服务活动，提供能满足人们各种需要的使用价值或效用。其中，包括土地、资本、技术、信息，以及自然资源和生态环境等。因而，财富、效用或使用价值的源泉是多元的，是所有或全部相关生产要素直接创造和构成的。但许多传统的经济学家却对这一认识加以明确化，即认为处于自然状态下的资源环境是自然界赋予人类的天然产物，不是人类创造的劳动产品，没有凝结着人类的劳动，因此没有价值。由此在很长一段时间内，前苏联以至我国建国之初都把自然资源视作“无价”，形成“资源无价、原料低价、产品高价”的怪圈，对自然生态环境带来了极大的负面影响。其实，在社会主义市场经济条件下，资源环境与其他有用物品一样，都具有使用价值并且应该是有价的。

效用价值理论是从物品满足人类需要的能力或人对物品效用的主观心理评价角度来解释价值及其形成过程的经济理论。效用价值理论在19世纪60年代前主要表现为一般效用论，自19世纪70年代后主要表现为边际效用论。从一般效用论的角度来看，效用是价值的基础，有效用就有价值。自然资源环境具有满足人类需要的功能，可以直接或间接地满足不同时代不同国家不同阶层人们不同的需求和欲望――有水、阳光、空气人类才能生存，有各种矿产能源林木人类才生活得更好。因此，对人类来说，自然资源环境是有价值的。边际效用论者从人对商品效用的主观心理估价引出价值，并且认为价值量取决于边际效用量，即满足人的最后的亦即最小欲望的那一单位商品的效用。价格则是买卖双方对物品的效用进行主观评价、彼此竞争和均衡的结果。因此，各种商品的价格之比就应该等于他们的边际效用之比。

从经济学的角度，环境价值可由环境质量变化引起人们福利变化来衡量。当环境质量改善时，使人们的经济福利增加，产生了环境效益。反之，当环境质量恶化，产生环境损失。对于人类而言，有效用（价值）的是耗竭性资源，特别是不可更新资源。空气、阳光和水等非耗竭性资源由于数量无限，使人的欲望可得到完全满足即达到欲望饱和状态，这意味着欲望强度递减到零，从而满足该欲望的物品效用（价值）也完全消失。但必须看到，耗竭性资源却存在着绝对数量的有限性，并且由于人口和生产活动的增加、不合理开发和利用资源的行为，使资源环境出现了短缺现象；更由于时空分布的差异，导致在不同区域不同时点上会出现资源环境的缺乏。人对资源环境的需求欲望不能达到饱和状态，并会随着资源环境的绝对和相对的缺少而增大欲望。因此，资源环境对人而言是有价值的，当然，其价值量在不同时空条件下因对不同主体效用的变化会有所变化。

二、生态系统服务价值

生态系统服务价值是一种间接价值。生态系统的正外部性、非排他性等属性，导致对生态资源环境的享用不可避免地会产生“免费搭车”的问题。区际生态补偿就其实质而言乃是对一区域生态正外部性外溢的一种补偿。外部性原理和公共产品理论是认识生态补偿的基础理论。环境作为人类生存的基本条件和经济、社会发展的客观基础，其价值包括资源环境价值和生态服务价值。长期以来，人们关注的主要是资源环境价值，而其保护生物多样性、调节气候等的生态服务价值往往被忽略，但实际上环境对人类而言，其生态系统服务价值要远远大于资源环境价值。理论上讲，补偿标准应介于资源环境价值与其所提供的生态服务的价值之间，但实践中，补偿标准的设置更趋近于资源环境价值，往往导致补偿不足。因此，可以在资源环境价值与生态服务价值之间寻找一个合理的中间值。

在人类的经济活动中，环境与生态显然是一种不可或缺的混合资产（Composite Asset），它提供了支持生命的体系并维持人类生存，也提供生产商品的原料及能源，是最关键的生产要素与利润来源（Hussen，2001）；生态系统的服务价值还体现在直接供应了人类消费，如保护土壤肥力、净化环境、维持生命物质的生物地化循环与水文循环等。在千年生态系统评估项目概念框架工作组报告《生态系统与人类福利：评估框架》（2003）中指出，生态系统服务功能是指人类从生态系统中获得的效益，这些效益包括供给功能（如粮食与水的供给）、调节功能（如调节洪涝、干旱、土地退化等）、支持功能（如土壤形成与养分循环等）和文化功能（如娱乐、精神、宗教以及其他非物质方面的效益）。值得注意的是，生态系统服务与生态系统功能是有区别的，评估时应避免重复计算。生态系统提供的是服务还是产品也是有区别的，这种区别在具体的实践操作中必须加以关注。此外，还应区分由生态系统直接提供的服务与通过人类干预后提供的服务，通过这种区分可以使生态系统服务的支付方了解他们所获得的是哪一类服务功能。生态系统服务因其影响范围大小有别：规模较小的区域级生态服务，如小流域生态保护所提供的水质调节；国家级生态服务，如大面积、跨省域的流域、森林、湿地等；国际级生态服务，如全球生物多样性、国际水域及大气保护等为全球提供的共同利益。

人类在获得生态系统的这些服务价值时，必须在生态系统能有序自我恢复的范围内，否则会造成生态系统的破坏。在人类发展历程上，因为对自然生态系统利用过多、改造过大而带来生态平衡被破坏以至影响人类生存安危的事例层出不穷。自工业革命以来，人类对自然的干预能力进一步增强，对生态系统服务功能造成了较大损害，也威胁到自身的可持续发展。如何才能恢复生态系统的服务功能，成为人类构建一个适于生存和发展环境的充分必要条件。近年来，世界各国特别是欧美发达国家纷纷针对生态系统服务价值的保护与恢复制定了补偿计划。其中最常见的是生态服务功能补偿，即PES系统（payments for ecosystem）。生态系统服务补偿是指由生态系统服务的受益者对提供者进行补偿，这里所提到的补偿通常是指经济补偿。生态系统服务补偿原则是对污染者付费原则的一种补充，这一措施包含着界定生态功能与服务，量化这些功能与服务，支付安排的方式及引导生态补偿的驱动力等三大基本要素和公共支付、市场导向的补偿等两种方式。

从当前我国国情来看，生态系统服务提供较大的区域空间差异。长期以来，西部地区向东部地区提供了大量的资源环境“产品”，不仅包括各种自然资源及能源，还包括各种生态服务功能，以支撑东部经济发展。作为我国江河源头、水土流失敏感地区和濒危物种的重要栖息地，西部地区为生态环境保护付出了极高的物资成本、劳动力成本和机会成本。而东部发达地区作为生态系统服务价值的享用者，并没有付出多少生态环境保护与治理的成本。这种生态系统服务的提供与受益在区域空间上的差异及其投入不对等，导致不同区域在生态环境利益分配上的严重失衡，打击减弱了生态系统服务价值的提供者保护生态环境的积极性。因此，有必要通过区际生态补偿方式来调整生态服务提供者与受益者之间的环境利益关系。从国内外的实践探索来看，生态系统服务的价值是可以评估和量化的，而且也形成了一些测算标准和方法，这为生态补偿的建立提供了自然科学基础和经济学基础。当然，也不仅仅是东西部之间如此，在相邻省市区之间，生态系统服务的施与得更为明显，不同区域可以通过协商合作来体现区际生态补偿。

三、区际生态补偿的价值评估

基于对资源环境价值和生态系统服务价值的分析，可以建立区际生态补偿的总体计量模型。从经济上讲，必须在对特定区域的区际生态补偿中，充分考虑自然资源环境固有利用价值与生态环境价值P0，以及对受破坏生态环境进行恢复、重建以维护其生态系统服务价值的治理性补偿Pc。

自然资源的价值P0应该包括两个部分：一是自然资源本身的内在价值P1，二是人类投入劳动改造自然资源所产生的价值P2。即P0=P1+P2。

生态补偿不仅指生态资源的本身内涵价值P0，也包括了环境污染破坏者对受到破坏环境进行综合长期治理所花费的代价Pc。即生态补偿总额P=P0+Pc。该公式在实际运用中，可以根据不同资源在不同区域的实际情况加以调整。

区际生态补偿标准的确定是区际生态补偿措施实施的难点。目前，资源环境滥用的问题很严重，主要由于缺乏合理的资源环境价格体系，特别是区域资源环境价格差别较大。因此，应该在区域层面上协调核算资源环境价格，在此基础上建立科学、合理、公平的资源环境有偿使用制度，这种制度应在区域经济发展水平和生态效益的需求水平间寻求平衡点。区际生态补偿涉及到不同区域不同生态功能区的定位，以及由此所决定的生态价值不同的购买体，而且还涉及到不同区域生态环境的不同损害者。不同性质的生态补偿所涉及到的补偿范围、补偿主体、补偿对象、补偿方式以及补偿标准都会有所不同。具体来看，区际生态补偿金的核算涉及到地方政府、民间团体、企业、居民等多个利益主体和国家财政部、环保总局、发改委、国土资源部等多个部委，并且不同领域、不同行业生态补偿涉及的问题差异较大，因此要确立一个唯一的生态补偿金计算方法既不科学也不现实，针对不同类型区域的区际生态补偿，必须区别对待，分类解决。现有的生态补偿方法主要可以分为两个大类：客观评价法OVA（objective valuation approach）和主观评价法SVA（subjective valuation approach）。客观评价法是基于客观的市场价值进行生态补偿标准的估算，一般比较常用的有市场价值法、机会成本法、影子工程法等；主观评价法是基于一定人群的主观评价来进行生态补偿标准的估算，一般常用的是条件价值法、旅行费用法。表1对生态系统价值主要评估方法进行了对比分析。

（注：本文系黄寰主持的国家社科基金后期资助项目“区际生态补偿论”（批准号：10FJL002）、四川省科技计划项目（2011ZR0052）、四川循环经济研究中心项目（XHJJ-0910）、四川省哲学社会科学研究“十一五”规划重大委托项目（SC09W036）、成都市科技计划项目（10RKYB057ZF-023）的阶段性成果，并得到了“成都理工大学中青年科研骨干教师培养计划”资助。）

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