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生态系统的一般特征范文1
关键词：企业商业模式；趋势；商业生态系统
一、商业生态系统的内涵
最早把经济看作是生态系统的是罗斯查尔德，他形容经济生态系统为“资本主义经济最好被看作一个真实的生态系统。”商业生态系统是美国战略专家詹姆斯・弗・穆尔（JamesF.Moore）于1993年在《哈佛商业评论》上发表“捕食者与被捕食者：竞争的新生态学”一文中首次提出的新观念，他指出：“商业生态系统是以组织和个人的相互作用为基础的经济联合体”。是供应商、生产商、销售商、消费者、投资商、政府等以生产商品和提供服务为中心组成的群体。这种经济联合体具有特定的经济功能，生产出对消费者有价值的产品和服务。
赵湘莲等学者这样描述了商业生态系统的表现形态：“商业生态系统是一个商业系统。但它与一般商业系统不同的是，它具有生态系统的特点。系统中成员之间构成了价值链，类似于自然生态系统中的食物链，处在价值链的一个环节两端的单位是共生关系，多个共生关系形成了商业生态系统的价值网。链网式集成形成了系统存在的基础。物质、能量和信息等通过价值网在联合体成员间流动和循环。每个成员仅是价值网中的一个结点，执行着某一功能，某一结点的缺失将对整个系统造成或大或小的破坏，成员之间的协同进化会使整个商业生态系统维持一定的动态平衡。与自然生态系统中的物种一样，商业生态系统中的成员，最终都要与整个商业生态系统共命运。但它与生态系统又有所不同的是，商业生态系统是经过精心策划的有未来目标和构想的人工系统。系统中的成员必须分析在这种构想中希望扮演什么角色？希望对整个系统的影响和控制达到一种什么程度？他们在价值网各节点之间不是吃与被吃的关系，而是价值或利益交换的关系，并在共同的前景下对自身及系统进行精心管理。
因此，商业生态系统除了具有一般商业系统和企业所具有的整体性、相关性、目的性和环境适应性等特征外，还体现为结构复杂、关系复杂和行为复杂，具有自组织的特性，是典型的动态、开放的复杂系统。”
二、商业生态系统的特征
商业生态系统作为一种新型的企业网络，不仅具有企业网络的一般特征，同时它还具有以下必然遵循的自然生态现象几个核心的特征：
第一，存在就是目的。生存与生命的繁衍，是物种在生态环境中基本的行为动力。物种从环境中去的资源，纯粹是为了延续本身与族群的生命，并非意图对其他物种有任何贡献。在生态说的概念下，“生存”本身即是商业模式存在的目的。企业在社会中挣扎求生的情形，就像物种在生态环境中求取生存的情况一样，我们注意的焦点在于企业商业模式如何从环境中取得资源，以持续本身的生存。至于商业模式的存在到底对社会有什么功用、对消费者有何意义、对社会福利或资源分配有何改善，都是商业模式在存在的前提下进一步关心的重点。
第二，物竞天择。物种在面对其生存环境时，是非常渺小与无助的。在生物演进史中，没有任何一种物种曾经改变过生存环境。因此，“物竞天择，适者生存”，是生态学的基本理念。这种宿命观，和传统的策略者抱着“人定胜天”的哲学观，和信服“自己的命运操在自己手中”的主流思想，有极大的不同。换言之，生态说基本思考的问题是：“商业模式如何由环境中取得生存所需的各种资源，”来适应当前的环境，而非商业模式对环境有何贡献或影响。同时，在商业模式被环境支配的被动性立场下，我们应理解，商业模式生存是配合环境进化而非进步的结果，重点应在于“适合”而非“完美”。
第三，长时间，宽视野。传统的策略逻辑以个别商业模式为分析单位，不论是商业模式本身的条件能力，或未来的发展策略，均以单一商业模式为分析对象。然而，族群生态学是研究物种族群如何适应环境的一门科学。从生态的观点思考，当环境条件产生变化时，不能适应新环境而条件相似的组织族群，即使其中个体的行为各有差异，而呈现出不同强弱的生存能力。但就长期而言，整个族群被天择淘汰，是一个不可避免的结果。换言之，生态说的策略逻辑是适用于整个族群的，个体是无法对抗这个趋势的。当然，它亦必须亦较长时间幅度来观察，才能验证逻辑的正确性。
生态观点既然不以个别组织为分析对象，它的议题就常常围绕在大结构上，去推论企业与其他各类相关利益组织或竞争组织之间的关系，或考察如何还有一些关系的安排，以及对法令政策、人力结构等环境因素所做的调整，以求取族群的生存，是一个典型的宽视野的巨观思考。
三、商业生态系统生存与发展的战略类型与策略
（一）战略类型
1、核心型战略。在商业生态系统中，企业充当商业生态系统调控者的角色，通过影响这个系统的特定行为而维持生态系统的健康；网络核心战略是指在改善生态系统的总体健康情况，并在这样做的过程中使本企业取得可持续的绩效的一种运营战略。其特征是注重外部资源的管理，努力构建外部的网络结构，积极维持整个网络的健康并从中受益。
2、支配主宰型战略和坐收其利型战略。坐收其利型战略是一种不连贯的战略，采取该战略的企业既不愿意通过一体化来控制生态系统，但又过多的从生态系统中攫取价值。即采取这样战略的企业既不承担为生态系统创造价值的责任，又不愿意与生态系统中其他成员分享价值。这是一种弊端明显的战略。支配主宰型战略是指某一企业通过横向一体化或者纵向一体化直接控制和管理商业生态系统，但它过度的管理了生态系统。这种战略虽有弊端，但支配主宰者创造了大量的价值使得过度攫取价值的负面影响并不明显。
3、缝隙型战略。着眼于专业化和差异化，将自己独特的能力集中在某些业务上，利用其他企业提供的关键资源来开展经营活动。缝隙型企业最主要的作用在于有效的利用整个生态系统的资源，避免资源的重复配置。
（二）发展策略
1、顺应策略。这个策略的基本理念是，承认这个环境没有办法改变，也不准备去挑战这个环境，只希望在变化环境中找到一个安身立命之处。
2、快速追随策略。在不确定的环境中，快速追随对忽然出现的市场是成功的关键。要做到快速追随，“同步工程”是一件非常重要的事情。过去任何研究发展的过程，都是从基本的构想提出，然后开始研究后，准备推广，培训，如此必然须经过很长时间才能实施。今天如果要让商业模式准时实施，就必须让这些活动同步进行，当构想刚出现时，就已经开始准备推广与培训。唯有这样的方式，才能让商业模式在最短的时间内适应市场需要。
3、生存与繁衍策略。当外在环境变化很快速的时候，企业要记得，生存是第一优先。若今天不愿意顺应大环境来做改变，只是坚持自己的立场，可能很快会被环境淘汰。但今天大环境的改变这样快，要赶上环境的变化是一件困难的事。什么时候流行什么商业模式，很难在事前掌握，所以在这个时候需要制定适当的商业模式繁衍策略。
四、商业生态系统的健康及维护措施
在生态系统中，核心企业的作用非常重要，这个起支持作用的企业，对整个系统的建设和发展负有重大责任――不仅要推动整个创新生态系统的形成，还要维持它的健康与动态平衡，并不断增强它的生命力。
第一，取得合作伙伴的信任。IBM作为行业内的领先企业，而且提供的是平台型产品，其可以称得上是所在生态系统核心企业。但系统中的其他成员可能会猜度，会不会在合作时自己的利益得不到保证？暴露自己的业务和优势的风险？因此，为了取得合作伙伴的信任，就必须给它们留出足够的价值空间。1999年，IBM决定放弃应用软件，专注于发展中间件。中间件目前在软件业务中还只是一个很小的类别。正是由于避免与众多的应用开发商争利，IBM才赢得了这个群体的信任，并借助他们的力量来实现自己的战略。
第二，保持理念的先进性。要提高协作和创新的成效，就必须建立能够被各方接受的统一理念。这个理念还必须具有强大的生命力和前瞻性，否则就很难保证这个生态系统的长期存续，更不用说获得什么优势。
第三，推动生态系统中的合作。生态系统中的核心企业必须推动整个生态系统内的价值创造活动，其中既包括合作伙伴与自己的合作，也包括合作伙伴之间的合作。特别是核心企业要能提供一些免费的资源和资讯吸引其他企业合作，从而加大合作的力度，力争把蛋糕做大，从而创造出更大的价值。
第四，控制生态系统风险。核心企业在推进生态系统内部的合作时，必须把生态系统中的风险控制到最小。核心企业在构建自己的生态系统时要谨慎选择合作伙伴降低风险，系统中的骨干企业应对其他企业的弱项予以适当的帮助，以降低整个生态系统的风险。另外，商业生态系统还要重点防范企业的“逆向选择”和“道德风险”。
参考文献：
1、赵湘莲,陈桂英.未来新的商业模式――商业生态系统[J].经济纵横,2007(4).
2、李炜,王安民.构造健康商业生态系统的战略模式[J].中国经贸,2007(12).
3、李振勇.商业模式:企业竞争的最高形态[M].新华出版社,2006.
生态系统的一般特征范文2
1. 标志重捕法和样方法是调查种群密度的两种常用方法。下列有关说法不正确的是（ ）
B. 调查动物的种群密度时一般采用标志重捕法
C. 计数时同种生物个体无论大小都要计数
D. 标志重捕法中种群数量的估算公式是：标志个体数×重捕标志个体数/重捕个体数
2. 下图表示一个池塘生态系统中各生物之间的关系。下列叙述不正确的是（ ）
A. 图中所有的生物构成了此池塘生态系统的生物群落
B. 从外部引入消费者4可能会使生产者2的数量暂时增加
C. 流经该生态系统的总能量是图中所有生产者固定的能量之和
D. 组成消费者的各种元素返回无机环境都需经分解者的分解作用
3. 下列对土壤中动物类群丰富度研究实验的叙述不正确的是（ ）
A. 对于肉眼难以识别的小动物，放在载玻片上，借助于放大镜、显微镜进行观察
B. 采集土壤中的小动物可以放入体积分数为70%的酒精溶液中，也可放入试管中
C. 丰富度的统计方法通常有记名计算法和目标测估计法
D. 研究过程不适于用样方法和标志重捕法进行调查，常用取样器取样的方法
4. 我国西南横断山区被公认为全球生物多样性的关键地区，不同海拔区域蝶类物种多样性研究结果见下表。下列有关叙述，正确的是（ ）
A. 不同垂直带的植被类型差异是群落演替的结果
B. 不同垂直带的植被类型差异反映了群落的空间结构特征
C. 蝶类物种多样性与各垂直带植被类型无关
D. 蝶类物种多样性与各垂直带气候特征有关
5. 下列关于生态系统的叙述中，错误的是（ ）
A. 生态系统的结构由非生物的物质和能量、生产者、消费者、分解者组成
B. 生态系统中的能量最终都以热量形式散发到大气中
C. 森林生态系统的自动调节能力大于草原生态系统
D. 生态系统的物质循环是通过食物链、食物网这种渠道进行的
6. 下列不属于种群数量特征的是（ ）
A. 1983年我国人口的出生率是1.862%
B. 某草原每公顷有10只黄鼠
C. 盐钩虾在5℃下后代雄性为雌性的5倍，而在23℃下后代雌性为雄性的13倍
D. 瓢虫的成群分布
生态系统的一般特征范文3
【论文摘要】：外来植物入侵是非土著植物通过各种方式进入并定居在一个新的生态系统，一般具有比土著植物更强的生活能力，从而对土著植物的多样性构成威胁。文章综述了外来入侵植物的基本生理生态特征和其入侵的一般特征，并分析了目前我国植物入侵的现状，最后提出了防制植物入侵的一般方法。
引言
植物入侵（Plants Invasion）是指一种植物在各种活动的影响下，从原产地进入到一个新的栖息地，并通过定居（colonizing）、建群（establishing）和扩散（diffusing）而逐渐占领该栖息地，从而对当地土著种群和生态系统造成负面影响的一种生态现象。外来植物入侵的原因很多，如动物活动，占领空的生态位等。外来植物入侵现象在当今社会十分普遍， 引发了一系列的生态和经济问题，打破了入侵区的生态系统，影响生态系统的承载力，危害人类社会经济结构以及人类健康，造成了无法估量的损失，特别对农田、草坪、果园等人工栽培的经济生态系统造成了极大破坏。植物入侵造成了全球植物生态系统多样性丧失和危害人类社会经济已经成了无可争议的事实，研究入侵植物的生态和生理特征，准确预测植物入侵性，有效防止有害植物的入侵成了植物学家和生态学家研究工作的焦点。
1.植物入侵概念和入侵植物的特征
1.1外来入侵植物及植物入侵的概念
外来入侵植物是指在非原生态系统进化出来的植物，由于自然或人为的因素被引入新生态环境并对新生态环境或其中的物种构成一定威胁的植物。植物入侵是指一种植物在各种活动的影响下，从原产地进入到一个新的栖息地，并通过定居，建群和扩散而逐渐占领该栖息地，从而对当地土著种群和生态系统造成负面影响的一种生态现象。
1.2入侵植物的特征
外来入侵植物，特别是那些入侵性较强的外来植物，具有其相应的生理和生态等特征。比如：外来入侵植物一般多为草本植物，多为单年生或二年生，生活周期短，植株较小，种子数量巨大，种子小而轻，繁殖和传播方式多样化，具有灵活适应环境变化等特征。如薇甘菊广叟果千粒重010892 g，具5"脊"，先端一圈冠毛；紫茎泽兰种子千粒重0104～01045 g，广叟果顶端有冠毛；飞机草广叟果千粒重仅为0105g，具五纵棱，棱上有短硬毛。这些体积小、重量轻，加之具有翅、柔毛或冠物等附属物，能通过空气、水流、动物或人类等多种途径进行远距离散布。研究表明，单子叶植物比双子叶植物更具入侵性；草本植物比木本植物更具入侵性；单年生、二年生植物比多年生植物更具入侵性。对入侵我国最严重的90种外来植物中草本和木本，单年生和多年生的数目分析比较也证实了这一点。
2.目前我国植物入侵现状
据调查，目前中国共有外来入侵植物188种，其中水生植物18种、陆生植物170种，隶属41科。种数最多的科是菊科（49种）和禾本科（33种），来自美洲的有125种，占入侵植物总种数的66.15%。这188中入侵植物中，最严重的为90种，对这90种外来植物的性状和生活周期型的统计，发现草本与木本的数量比为81/9，单年生、二年生与多年生数量比约为52/38，并且，作为草本的禾本科（ Graimineae）和菊科（Compositae）数量居多，分别为11种和22种。统计的结果显示，在这90种外来植物中，草本在数量上占据绝对优势，由于该90种外来植物在我国入侵性评价中处于最严重的地位，故一定程度上说明了草本植物比木本植物更具入侵性；而一、二年生与多年生相比，也占据一定优势。我们抽样对90种外来植物的其中蓖麻等5种植物的形状和入侵强度列出如下：
3.有效防止和防制植物入侵的一般方法
目前对入侵植物主要采取检疫、人工、生物、化学、农业、机械或物理防治，以及将这些方法结合起来的综合治理措施。主要方法简述如下。 转贴于
3.1杂草检疫防治
杂草检疫是防治植物入侵的首要环节，也是杂草防治不可缺少的环。它是依据植物检疫法，对输入或输出的动植物或动植物产品中夹带的有毒、有害杂草的繁殖体进行检疫的防治方法。必须提高检疫员的素质和业务水平，同时加强宣传、呼吁，加强科普教育，使人们有充分认识，从源头杜绝有害外来植物的入侵。
3.2 人工防治
人工防治是最原始、最简便的方法，适于控制刚传入，还没有大面积扩散的入侵物种，能在短时间内将其清除，但对高繁殖力的物种则因费时费工，除草效率低。深圳曾多次进行人工拔除薇甘菊，但因效果差而放弃。人工防治是一种清洁的生态防治方法，但要注意除后残株必须及时妥善处理，否则可能成为新的传播源，客观上加速外来植物的入侵。
3.3 生物防治
生物防治是利用杂草的天敌，如昆虫、病原真菌、细菌、病菌、线虫、食草动物或其他高等植物来控制杂草的发育、生长蔓延和危害的方法。其目的不是根除杂草，而是通过干扰杂草的生长发育、形态建成、繁殖与传播，使其种群数量和分布控制在生态和经济危害水平之下。利用有害植物的天敌进行防治，国内外已取得了不少成果。
3.4 动物治草
以虫治草是利用昆虫能相对专一地食取某类杂草的特性来防治杂草的方法。一般程序为：原产地考察采集天敌-安全性评价-天敌引入与检疫-天敌生物生态学特性研究-天敌的释放与效果评价。从20 世纪中叶至90 年代，以虫治草的研究和实践迅速发展，取得显著成效。如1945 年美国用泽兰实蝇防治紫茎泽兰；1978 年前苏联利用豚草条纹叶虫防治豚草；1987 年中国利用空心莲子草虫（Agasicleshygrophila）防治空心莲子草；利用专食性天敌昆虫Neochetina eichhorniae 和N.bruchi 对水葫芦进行防治等。
目前防止和防制外来植物入侵的方法日益增多，也日益科学化，环保化和有效化，主要体现在生物防制植物入侵的方法上。
结束语
一个外来植物在远离原生境后要迅速占据新的生境，并不断扩展分布范围而成为入侵种，必然有一定的生理和生态学基础对异质生境较强的适应对策、快速的繁殖能力、高效的种子散布方式。这些机制之间相互影响、相互作用，共同促成外来植物的成功入侵。
植物入侵打破了生态系统的稳定，影响生态系统的承载力，危害人类社会经济结构以及人类健康，造成了无法估量的损失，已经引起了世界的高度重视，寻找有效而科学地防止和防制外来植物入侵的措施成了植物入侵研究工作的当务之急。
参考文献
[1] 史刚荣， 马成仓. 外来植物成功入侵的生物学特征. 应用生态学报， 2006. 4.
[2] 江贵波， 曾任森. 外来入侵植物的危害及防治. 安徽农业科学， 2006.
生态系统的一般特征范文4
1）生态退化具有一定的基点和地域性。
2）生态退化具有阶段性。
3）自然因素和人为因素是生态退化的两大触发因子。
4）生态退化是以人和生物的生存为参照标准。
5）生态退化具有相对性，例如，某一生态系统发生退化时经历了A，B，C三种状态，当在人为条件下，生态系统又从C返回到B，此时，C相对B来说是进化，相对A来说仍然是退化。
6）生态系统在某些情况下是一个动态平衡，但对于某些远离初始态的生态退化往往是不可逆的过程，很难或者不可能自然或人为的恢复到原有状态。
一、生态系统的力学性质
生态系统是由生物有机体和无机环境组成的，本文假设生态系统是一个具有n维空间的物质实体，它的每种指标为各维度上的位置，它和一般物体一样，也具有运动的特性。生态退化实际上是生态系统从高水平的稳定状态向低水平的失衡状态转化的一种运动形式。
生态系统作为一个整体，它不断受到外界的各种“生态效应力”的作用，既包括各种动力类型，也包括由于自然干扰和人为活动引起生态系统中物质循环和能量循环的而表现出的一类抽象的驱动力。通常一些自然作用是塑造生态系统的基本牵引力。人为活动干扰力也往往起着重要的诱发和推动作用。
任何生态系统都具有一定的抗逆能力，即内在的“生态阻抗”。然而这种抗逆能力是有一定限度的，即只有当系统外部的负向干扰合力小于生态系统的内在抗逆能力时，才能通过自我调剂保持稳定状态。
二、生态系统的定量表达
设区域的生态系统为一个n维空间系统，生态系统的稳定性很大程度取决于该区域内生态系统自身性质指数、人为活动强度指数和自然干扰指数。
本文构建了如下的一系列指数，旨在定量表达生态系统退化潜势的大小。
三、生态系统自身性质指数
为了描述区域生态系统的自然稳定性和脆弱性，这里采用生态系统自身性质指数EPI加以描述，一个地区的生态系统自身性质指数越大，生态系统的自身稳定性和抗逆能力越高，一般而言区域的生态系统自身性质指数与该地区的地理位置（主要是纬度），气候干旱程度以及地貌结构密切相关。因此，生态系统自身性质指数可用大陆度K，干燥指数D和地貌指数H来加以构建。其中，大陆度的大小可说明平均最高气温与最低气温的相差范围和变化时间的长短，同时也可部分的反映生态系统平衡的稳定度。干燥指数D反映的是降水量和蒸发量的比值，大陆度和干燥指数越大，表明生态环境条件十分恶劣，生态系统较为脆弱。地貌指数是指单位面积内绝对高程与相对高程的综合特征，用以反映区域的地貌区域稳定性和重力作用潜势的大小。
这里大陆度K采用康德拉公式[2]K=1.7Δθsinh+10-14，可避免赤道的K值无限大，Δθ为气温年较差，h为纬度；干燥指数D采用公式D=0.16∑T10R，其中T10为日平均气温≥10期间的活动积温，R为同期降水量；地貌指数H某一地区的平均相对高度RH与平均相对高度AH的乘积与该区域面积S之比，H=RH×AHS，则
EPI=D×K×H-13×100%
四、自然干扰指数（Natural Disturbance Index）
从自然干扰的角度来讲，区域地质地貌（如重力作用等），气候和水文等的异常变化是生态系统不稳定性和退化的自然成因。这里，需要说明的是，自然干扰因素的稳定变化一般不能视为生态退化的诱发因子，只有当自然干扰因素发生较高强度的不稳定的波动或无规则的异常变化时，才会打断生态系统正常的运行过程或节律，导致生态退化的发生，此时，自然因素就扮演着“干扰因子”的作用。
因此，可用地质地貌、气候和水文等干扰作用的异常变化等特征来表征自然环境因素对生态系统的扰动，即自然干扰指数NDI可用地质灾害指数Gi，风力灾害指数Wi，水利侵蚀指数Ei，干旱灾害指数Dri，洪涝灾害指数Fi，低温冻害指数Tfi来表示：
NDI=Gi+Wi+Ei+Dri+Fi+Tfi
其中，Gi，Wi，Ei，Dri，Fi，Tfi可用相应的灾害强度Ii乘以相应的灾害发生频率fi来表示。
五、人类活动强度指数（Human Activity Index）
人类活动的干扰作用也是生态环境退化一个重要的外部驱动力，实际的生态退化通常是自然干扰和人为活动干扰叠加作用的结果。因此，在研究生态系统退化时，还应考察人为活动对生态系统的作用。这里，采用人类活动强度指数HAI，以此来度量人为活动对生态环境的干扰程度。即用人口密度指数Di、工业与城市化发展水平Ui、环境污染综合指数Pi、农业土地利用强度Ai和区域旅游活动强度Ti五者之和来综合表示。
HAI=Di+Ui+Pi+Ai+Ti
Di=某一区域的人口密度所在区域的适宜人口承载密度
Ui为该区域工业化程度
Pi=1n∑Iiwi，wi=BiCsi-Bi∑BiCsi-Bi
（Ii为某污染物的分指数，wi为某污染物的相应权重，Bi为某污染物在环境中的背景值，Csi为某污染物的评价标准）
Ai=Ci+MCi
Ci=耕地面积区域土地总面积×100%
MCi=全年农作物总播种面积耕地面积
Ti=平均旅游人数该区域适宜的旅游容量
六、无量纲化及临界值确定
可根据该三个影响指数将所研究的区域生态系统做降维处理为三维。由于影响生态系统的三个作用指数EPI，NDI，HAI，与多个环境因子有关，且各位环境因子之间的单位和量级（即计量指标的数量级）不同而无法直接进行运算和评价，故对所采集到的降水量，人口密度，耕地面积等原始数据进行数据标准化无量纲处理。
数据无量纲标准化，即：第i个评价对象的第j个指标的取值为aij，将各指标值转化为标准化指标值aij～，有
aij～=aij-ujsj，i=1，2，…，m，
其中：uj=1n∑ni=1aij，sj=1n-1∑ni=1aij-uij2，j=1，2，…，m，即uj，sj为第j个指标的样本均值和样本标准差。
数据标准化之后，各个因子之间属于同一数量级，可以进行运算和评价，生态系统自身性质指数EPI与大陆度指数，干燥度和地貌指数有关，当各个影响因子的波动值在一定范围内，生态系统处于平衡可恢复状态，在生态系统平衡可恢复状态时分别取该三个环境因子的上下临界值maxi，mini，根据上文的运算公式，设生态系统自身性质指数受n个环境因子影响，则可得在生态系统处于稳定时，生态系统自身性质指数EPI的正常波动范围即：
∏ni=1min-13i×100%≤EPI≤∏ni=1max-13i×100%
同理，设自然干扰指数受m个因子影响，如风力灾害指数、干旱灾害指数等，根据上文NDI公式，即可得自然干扰指数的正常波动范围：
∑mi=1mini≤NDI≤∑mi=1maxi
设人类活动强度指数受p个因子影响，如人口密度，耕地面积，环境污染综合指数等，根据上文HAI公式，可得人类活动强度指数的正常波动范围：
∑pi=1mini≤HAI≤∑pi=1maxi
根据上文公式，可分别求得生态系统自身性质指数EPI，自然干扰指数NDI，人类活动强度指数HAI正常波动范围的上下临界值，在临界值以内，生态系统处于可恢复状态。
七、生态系统可恢复值范围
由于各指数对生态系统的稳定性影响作用力效果不同，根据不同的影响程度则可确定生态系统自身性质指数，自然干扰指数，人类活动强度指数分别为a1a2，a3，在一定范围内生态系统处于稳定可恢复状态的综合值，设为生态系统可恢复值RV，根据权重，综合值的表达式为：
RV=a1EPI+a2NDI+a3HAI
设MaxEPI，MaxNDI，MaxHAI分别为生态系统可恢复时，生态系统的自身性质指数EPI，自然干扰指数NDI人类活动强度指数HAI的正常范围上界，MinEPI，MinNDI，MinHAI为生态系统可恢复时，这三个指标的下界，根据该三个指数的正常波动范围的上下临界值，则求得当生态系统处于可恢复状态时，生态系统可恢复值RV正常范围为：
a1MinEPI+a2MinNDI+a3MinHAI≤RV≤
a1MaxEPI+a2MaxNDI+a3MaxHAI
设A，B为可恢复综合值RV的上下临界值，取A，B两值形成一有刻度的单坐标轴线，当某个系统的综合值落在A，B范围内之内时，称生态系统为可恢复，此时可通过调整人类活动强度（人为干扰因素）使生态系统恢复，此时施加外力的大小可通过两综合值之间的差值得到。当生态系统的综合值落在A，B范围内之外时，生态系统不可改变人为干扰因素使其恢复，此时生态系统紊乱为不可逆。（作者单位：西南科技大学）
参考文献：
生态系统的一般特征范文5
关键词:金融生态;内涵;社会属性
中图分类号:F830
文献标识码:A
文章编号:1672-3198(2010)07-0160-02
金融生态研究对于落实科学发展观、构建社会主义和谐社会具有重要的理论和现实意义。由于特殊国情,我国的金融生态系统还存在明显的功能不健全和脆弱性,金融生态已成为我国金融业和经济建设的核心基础,通过对金融生态问题研究,可以充实金融发展理论。
1 前人对金融生态概念的界定
金融生态作为一个仿生学概念,由中国人民银行行长周小川在2004年首次提出。他将生态学的概念和理论引入金融领域,是金融理论研究方法的一大创新,引发了人们对金融生态的关注。
目前国内学术界对金融生态的概念尚未给出明确的定义。现有的研究大多是从狭义或广义等角度对其概念和内涵进行界定。周小川(2004)认为金融生态就是指金融运行的外部环境,包括法律制度环境、中介服务体系和企业改革与银企关系等方面。李扬等(2005)认为金融生态的概念可以从自然生态的概念中引申出来,根据自然生态系统长期演化和自身的结构特征,指出金融生态是由金融主体以及赖以生存和发展的金融生态环境组成,并且两者之间彼此依存、相互影响、共同发展的动态平衡系统。徐诺金(2005)借鉴和运用生态学的方法和成果,从金融生态主体、金融生态调节、金融生态环境三方面对我国的金融生态状况进行了研究,认为金融生态是金融和金融环境之间通过资金和信息的流动相互作用、相互依存而构成的一个整体,且具有自我调节功能的系统,但其自我调节能力是有限的。
2 本文对金融生态的理解
纵观现有文献,对金融生态概念的界定,目前国内学者还没有形成统一的定义。但这些专家和学者的研究,应当说,为我们客观和深入的理解金融生态奠定了一定基础。因此,为了进一步研究的需要,本文尝试着从生态学和金融生态系统的自身特点这一角度对概念重新诠释。
2.1 金融生态系统的涵义
和自然生态系统一样,金融生态系统也具有一些其类似的特点:首先,金融业经历了从简单到复杂、从低级到高级的动态演化进程。金融支持经济发展的同时,经济发展也不断促进金融的动态演化。其次,金融生态的基本结构是从竞争中形成的。优胜劣汰是市场竞争的最主要特征,没有劣的淘汰,就没有更有效的金融机构脱颖而出,金融业之所以比之金融生态,就是因为金融具有生命。再次,金融生态是在一定的经济、制度、文化等环境下形成的。因此,金融生态环境是金融生态的一个组成部分,好的环境有利于金融生态结构的优化。最后,金融生态也是一个具有自我调节的功能体系。据以上分析,金融生态应该包括金融生态主体、金融生态环境和金融生态调节三个方面。
然而,与一般自然生态系统又不同,自然生态系统具有最一般的自然属性。金融生态系统的各个方面则无不带有人的印记,它是由活动着的人群(居民、企业和政府等)或人群活动的积淀(社会、经济、制度和文化等)形成的,人是整个系统的核心,而人最主要的本质特征就是具有社会属性。因此,金融生态系统最主要的自身特点就是具有社会属性。
基于以上分析,本文对金融生态定义如下:金融生态是在一定的历史条件下形成的一种具有社会属性的动态平衡系统,在这一系统中,各类金融活动主体之间、金融活动主体与外部金融环境之间相互依赖、相互作用,形成了一定结构特征、发挥一定功能和拥有自动调节机制。
2.2 金融生态系统的要素构成
根据上文对金融生态的定义,金融生态系统应包括金融生态主体、金融生态环境和金融生态调节三个方面。为了更深一步研究,现就这三方面分别加以阐述。
2.2.1 金融生态主体
金融生态主体是具有种群特征的活动主体,是金融产品和金融服务的生产者,是金融生态系统的中心。在金融生态系统中,不论是金融生态主体还是金融生态环境,都贯穿着人的行为,这使得很多金融参与者的定位出现多重性。因此
对金融生态主体的界定不能简单以金融机构为着眼点,而应以其功能划分。在现代金融市场中,一个完整的金融生态主体应包括资金供给者、资金需求者、金融中介及服务机构和金融监管机构。
2.2.2 金融生态环境
金融生态环境是指与金融业生存、发展具有互动关系的社会、自然因素总和,是金融生态主体赖以生存和发展的基础。在特定的金融生态环境下,金融生态主体的各要素分工协作,共同完成资金从最终供给者向最终需求者的过渡或转移,支持和推动金融业的发展。可以说,它的好坏,直接关系到金融活动主体是否能健康发展,金融生态系统是否能实现稳定运行。良好的金融生态环境是金融生态得以稳定发展的基本条件。
那么金融生态环境具体由哪些因子组成呢?根据生态协同学理论,尽管一个生态系统的变量数巨大,但涉及系统变化的临界点附近,起关键作用的只有少数几个。因此,生态系统本质上是简单的,复杂的结构本身往往只由少数变量主宰。在前人研究的基础上,本文选取了制度环境、经济环境、法律环境和信用环境四个核心要素。其中,经济环境与信用环境因子为金融主体提供了物质基础和生存条件。没有良好的经济环境,金融主体就难有很好的发展,金融资源总是流向经济环境和信用环境好的方向。而法律环境和制度环境为金融主体价值的实现提供了保障,是金融主体由资源――需求过程中的催化剂,影响金融主体的投入――资源和产出――需求关系,延缓、加速或提高金融主体的资源获取过程、资源增值过程和价值实现过程。综上所述,制度环境是金融生态运行的保障,经济环境是金融生态发展的基础,法律环境是金融生态运作的规范,信用环境是金融生态稳定的保证。
2.2.3 金融生态调节
金融生态调节是指中央银行及金融监管部门对金融生态主体及其所处环境的调节和维护等方面的功能,目的是为了保持金融生态系统的正常运行。只要包括自我调节和非自我调节。自我调节只要指金融主体为了适应外在环境,实现的自我适度内的调节,如利率调节机制、破产兼并调节机制等。非自我调节主要包括企业的内部管理机制、政府的干预机制和非政府组织如行业协会的调节机制等。
2.3 金融生态系统的特征
按照本文对金融生态内涵的理解,不难发现,金融生态具有以下几个基本特征:
第一,金融生态具有关联性。如同自然生态中各因子之间密切关联一样,金融生态各要素之间也具有十分紧密的关联性。这种关联性首先表现在金融生态主体之间的相互关联,如资金供求者之间以及与金融中介机构之间的相互交易,维持着金融系统的日常运转。其次在金融生态主体与金融生态环境之间的关联,如外部金融环境影响着金融活动主体的行为等。
第二,金融生态具有适应性。在自然界中,外在环境的不同会引起生物形态、生理活动和遗传特性等方面的差异,同时,生物为了适应不同的环境也不断的调整自己。和自然生态一样,由于各国金融生态环境的不同,如法律制度、经济条件和文化传统等,也会造成各国金融生态具有不同的印记。同时,为了适应各自特殊的环境,金融主体也必须动态的调节自己的交易行为。
第三,金融生态中的各因子之间具有相互依存性。在自然生态系统中,各生物之间由于食物链的存在而处于相互依存的状态,生物与其赖以生存的外部环境之间也存在依赖关系。金融生态也不例外。一方面,金融活动主体之间相互依存。如资金供给者为资金需求者提供了融金,是后者的发展带来了可能;资金需求者又为资金供给者创造了运用多余资金获得受益的机会;金融中介机构利于资金供求双方的资金调节,促进资金的运作和收益的提高。另一反面,金融活动对外部金融环境的依存。如果没有一个良好的法律环境、社会环境和政策环境等,必然会窒息金融主体的金融活动,阻碍金融的运行和发展。
第四,金融生态具有演进性。自从金融活动产生以来,金融主体就依附着外在环境不断的进行或发展着金融活动,这种自发的金融活动虽然可以通过系统自身的调节功能达到一定程度的平衡,但随着经济社会各种新生因素的不断出现,这种平衡会遭到打破,其表现就是金融主体之间、金融主体和外在金融环境之间关系的失衡,由此而引发的金融风险与金融危机。为了防范这种风险,国家就需要制定相关的金融法律法规,营造良好的经济、社会和文化环境,以恢复金融生态的平衡。可见,金融生态的平衡实质上就是从平衡到不平衡再到新的平衡这样一种动态演化进程。
第五,金融生态具有社会属性。与自然生态系统具有自然属性不同,在金融生态系统中,各个要素和子系统都是由活动着的人群(居民、企业和政府等)或人群活动的积淀(社会、经济、制度和文化等)形成的,“人”是整个金融生态系统的核心。换言之,金融生态系统无处不带有人的印记,它是伴随着人类社会活动的产生而产生的,同时也参与社会活动,促进社会的发展。因此,金融生态具有社会属性。
参考文献
[1]周小川.法制金融生态[J].中国经济周刊,2005,(3):11-12.
生态系统的一般特征范文6
此外，基于恢复力的管理常被看作应对气候变化对生态系统负面影响的重要途径[9]；比如，英国的未来森林倡议(FFEI)的核心主题就是根据气候变化而调整森林管理框架以维持或提供生态系统恢复力[6]。恢复力的概念提供了理解生态系统如何响应局地或区域干扰和大尺度气候变化扰动的理论框架，已被应用于引导受人类活动影响而退化的生态系统的恢复；维持和提高生态系统恢复力的管理日益被看做一种实现生态、社会和经济可持续目标的方式[6]。
恢复力在政策和管理等中的价值已广为接受和认可，但其研究仍停留在概念研究层面上，鲜有学者提供可操作的量化方法[2]；经过30多年的争论，生态学家对如何量化恢复力甚至如何定义这一概念仍未达成共识。生态系统恢复力的概念起源于生态学领域，之后不同领域的研究者根据应用需要对其做出不同解释，甚至出现对恢复力这一概念的滥用，使恢复力逐渐变成一个空洞时髦术语[10]。虽然生态学家已经认识到理解生态系统恢复力的机制和生态过程对生态系统管理的重要性[6,11-14]，但对恢复力的结构化理解的研究远未企及[15]。
另外，恢复力诊断提出了将社会系统与自然系统耦合作为一个复杂的、不断适应的整体系统来理解的思路[16-17]，只有通过对恢复力定量评估，才能遴选出恢复力变化的主要驱动因子，开展生态系统恢复力变化驱动机理研究从而为生态系统管理提供科学依据，而如何界定以及量化生态系统恢复力已成为相关研究领域的重要步骤和切入点[18]。本文回顾了恢复力概念的发展，对其属性和内涵进行了总结，并论述了恢复力研究的理论基础和目前的量化方法；在此基础上，本文对目前研究中已经发现的恢复力影响因素进行了总结，最后对恢复力研究的可能研究方向进行了展望。
1 恢复力概念及分类
恢复力(Resilience)源自拉丁文Resilio，即跳回的动作，20世纪70年代后引申为承受压力的系统恢复和回到初始状态的能力。Holling首次把“恢复力”的概念引入到生态学领域，以帮助理解可观测的生态系统中的非线性动态[19]。在其经典著作中Holling将恢复力定义为系统吸收状态变量、驱动变量和参数的变化并继续存在的能力[19]；在这一定义中，恢复力是系统的属性，而系统继续存在或灭绝是结果。到80年代，Pimm提出不同的观点，将恢复力定义为系统在遭受扰动后恢复到原有稳定态的速度[20]。之后生态学界围绕生态系统恢复力展开了激烈讨论，提出大量不同的观点和多个与生态恢复力相关的概念，如生态系统的稳定性、持续性、抵抗力和适应力等[21]。目前，恢复力这一概念已被广泛应用于多学科中，其概念和内涵得到了不断地丰富和完善。但生态学家经过了30多年的争论依然没有对如何定义恢复力达成共识[22-24]。在生态学文献中能够找到很多不同的恢复力定义，例如，恢复力是指一个系统经历干扰并依然保持其原有状态的功能和控制能力[25]；恢复力是系统吸收周期性干扰(如飓风或洪水)的能力[26]。对恢复力的不同解释容易导致对这一概念的混淆，所以界定清晰和可测定的恢复力定义已成当务之急。
虽然不同学者提出的恢复力概念不同，但多数基于适应性理论，基于生态系统受到干扰后将恢复到原来稳定状态的假设[27]。一个有恢复活力的生态系统能够承受冲击，能够自我重建。目前，国际上比较认同的生态系统恢复力概念为：恢复力是生态系统受到扰动后恢复到稳定状态的能力，包括维持其重要特征，如生物组成、结构、生态系统功能和过程速率的能力[1,19]。根据对稳定状态的不同界定，目前恢复力的定义可归纳为工程恢复力(engineering resilience)和生态恢复力(ecological resilience)两种观点[19,28-34]。
工程恢复力基于单一稳定状态假设，假设系统仅有一个“最优”的平衡稳态，当系统出现其他非稳定状态时，就应采取措施使系统恢复到平衡稳定状态。工程恢复力强调效率、恒定，强调预见性和功能有效性的维护，是把安全保障的工程性要求作为研究对象所有特性的核心。工程恢复力借鉴了演绎模式的数理思维及工程学原理。这一观点较为传统，是目前恢复力研究的主流观点。
生态恢复力基于存在多个稳定状态的假设，生态恢复力关注的不是恢复到单一稳定状态的时间或能力，而是诸多稳定状态间的转换。生态恢复力参考了归纳法的思想，注重系统的持久性及其功能的延续性，关注系统状态变量发生相互关系转化的临界点，其定义是指一个系统在达到状态转换阈值之前吸收或抵抗干扰的能力[28]，即系统在保持自身结构不变的前提下，通过调整系统的行为控制参数及程序，能够吸纳或抵抗的扰动量[19,30]。这一观 点与Grimm等以及Carpenter等人的定义的抵抗力或恢复力的概念相近[31,32]。之后研究者开始尝试描述多种生态系统的多重稳定状态及其转换，越来越多的文献记录了一系列生态系统的稳定状态之间的转换，以系统稳定域的边界特性为主要研究内容的生态恢复力开始得到更广泛的关注。
此外，工程恢复力和生态恢复力的差异源于其看待系统稳定性的视角不同[10]，两类观点都有一定程度的合理性与适用领域；生态恢复力基于多种稳定状态，工程恢复力注重某个单一稳态，所以两者是相关联的；过去40多年的研究已经解决了生态系统是否存在多种稳定状态，以及如果存在多种稳定状态什么因素影响不同稳定状态之间的转化的问题[28,35]，但如何将适用于单一稳定状态的工程恢复力和强调多种稳定状态的生态恢复力结合起来，进一步加强对恢复力的整体认识与科学量测仍依然有待深入。
2 恢复力属性与特征
20世纪70年代以来，相关领域学者在探讨生态系统恢复力概念的同时，也有部分学者开始关注恢复力的属性和特征。Klein等以沿海大城市中与气候相关的气象灾害为例探索了沿海大城市针对自然灾害的恢复力特征，将海岸带的复杂系统恢复力分为自然恢复力、生态恢复力和社会经济恢复力3个部分。
3 恢复力的理论基础
恢复力是生态系统从各种环境胁迫和干扰中恢复的绝对能力的一个功能，但恢复力是有限度的，不是所有的生态系统受到干扰之后都能恢复到原有的状态。从物质系统演化的角度来看，在严格意义上生态系统状态转化是不可逆的，恢复力很强的生态系统在受到外界干扰后也会发生改变，无法完全恢复到受干扰前的状态[39]。在受到干扰后，生态系统具有自组织的能力，通过自组织恢复到原来的状态或进入其他状态。受到干扰的生态系统在很多情况下可能表现出工程恢复力或动态稳定[43]，但是如果外来干扰超过某一阈值，任何生态系统的相对稳定状态都会遭到破坏而进入另一不同的状态；另外，生态系统原有状态下恢复力的丧失导致生态系统状态的转化，常转入不理想和不可逆的状态。生态系统转入其他状态后其恢复力可能增强也可能减弱，但往往不能提供其原有水平的生态系统产品和服务，所以生态系统恢复力并不一定是越高越好[1,39]；而研究恢复力的目标就是希望使生态系统朝着对人类有利的方向运行[39]，所以在研究中必须注意恢复力估计是基于综合的恢复力分析之上，包括对具体的干扰域的识别和对需要的生态系统服务的社会选择[23]，即恢复力应该是生态系统在某一状态下的恢复力。
3.1“杯球”模型
生态系统状态变化的“杯球”模型经常被用于描述恢复力概念和强调不同类型恢复力区别[28]。该模型描述生态系统怎样转入不同的状态或“引力域”，其中“杯”代表生态系统“引力域”，“球”代表生态系统状态，“球”在“杯”中的一系列可能位置分别代表生态系统结构的变异性程度(比如森林生态系统林分年龄结构变化，森林斑块大小)，单向箭头表示外界对系统的扰动(图1)。较小的干扰会让“球”被迫离开“杯”底移动到“杯”内某一位置，但最终“球”会回到杯底。根据“杯球”模型理论，工程恢复力可以认为是“杯”的形状特征，即杯子边缘的坡度。工程恢复力被定义为“球”回到“杯”底的速度，也被称为生态系统弹性或恢复时间，其测量指标是系统再次回复到平衡稳态(“杯”底)所需的时间[44]。生态恢复力假设存在多个引力域，在引力域形状发生变化的情况下，或外来干扰导致系统变化超过某一阈值的情况下，系统将发生引力域改变，从而进入新的生态系统状态；比如，重复出现的火灾、干旱等外来干扰会引起森林生态系统转变为草原生态系统[45]。生态恢复力被定义为引力域的宽度，即系统在进入另一个引力域的临界状态前所能承受的扰动总量。这两种恢复力概念，假设恢复力是体系的静态属性，即一旦定义，杯子的形状在时间上是固定不变的。但近期也有研究表明引力域是动态和多变的[28]。
3.2 适应性循环模型
生态系统动态适应性循环模型是另一个描述生态系统恢复力的概念模型[27]。以Holling为首的“恢复力联盟”主张运用适应性循环理论解释和分析社会生态领域的恢复力[19,46]。适应性循环理论认为生态系统按照如下4个特征阶段演替：崩溃或释放阶段(Ω)、更新与重组阶段(α)、快速生长及开发阶段(r)、保护阶段(K)(图2)。崩溃或释放阶段(Ω)是系统快速崩溃的动态时期，受巨大且不可预料的干扰的影响，某些重要的生态系统属性如组成、结构、功能在这一阶段发生改 变甚至丧失，并且资源变得较易获得。资源的突然出现帮助系统进入了重组阶段(α)，也为大量新生事物的出现创造了条件，这些新的种群和物种的出现是高度不确定的，如果它们能侵入并适应干扰之后的环境，就能最终定居下来并成为重组系统的组成部分。释放阶段和重组阶段的持续时间较短，但是系统的重大变化往往发生于这两个阶段，之后其组成、结构等趋于相对稳定，进入另一引力域的新轨道，从而转入生长阶段(r)，进入另一轮适应性循环。经过长时间的资源累积和转变，系统由生长阶段进入保护阶段(K)，生态系统沿着相对缓慢和可预测的路径演替[6]，该阶段出现新生事物的概率急剧下降，但是系统变得更为复杂和稳定。在整个适应性循环中恢复力变化始终贯穿其中，恢复力随着各阶段的替换表现出不同的水平[27,39]。新的适应性循环代表了生态系统恢复力的丧失和生态系统向另一引力域的移动，即生态系统状态的转化。初始状态的细微差别可能导致生态系统发展方向的巨大差异，导致多种从快速生长及开发阶段(r)到保护阶段(K)的演替路径[47]，导致生态系统发展的不同步进而产生一系列的生态系统结构的时空差异性。而结构上的多样性对恢复力亦有重要影响，影响到生态系统应对后期干扰的恢复或重组能力[6,8]。
图1 “杯球”模型
Fig.1 “Cup and ball”model
图2 适应性循环
Fig.2 Adaptive cycle
目前这两种模型已被广泛应用于恢复力的解释，但两者仍然存在一些不足。根据“杯球”模型，可以看出生态恢复力实际上就是生态系统发生状态转化的阈值条件，而生态系统状态转化存在很多阈值条件，对其逐一研究显然是不可能的。适应性循环理论在一定程度上阐明了恢复力的形成机制，但借助这一理论对恢复力进行定量测量依然非常困难。在这一模型中生态系统状态由一系列稳定域的界限分开，与“杯球”模型中的生态恢复力类似，但确定这些稳定域边界阈值是非常困难的；此外，根据适应性循环理论，测量恢复力需要测定系统目前状态与阈值(或界限)的距离，前者相对容易一些，而后者目前还几乎不可能完成。
4 恢复力的测量
由于生态系统的多稳态机制，任何外部干扰都可能导致系统状态发生突变而进入管理者不希望的状态，只有通过定量评估才能提取出恢复力的主要影响因子从而为生态系统管理提供依据[49]，所以目前急需对恢复力进行定量研究。国内外的生态学家、经济学家和灾害学家都在尝试将恢复力进行量化研究，目前国内外学者已经使用的生态系统恢复力研究方法主要包括阈值方法，替代指标法和实验方法。其中，阈值方法在相关文献中应用最为广泛，一般是用系统面临压力时维持结构和功能的能力来测量恢复力[32,50]。阈值方法一般要求助于计算机模型的帮助，如CENTURY模型和GAP模型[51]，通过这些模型可以估算出生态系统某些关键指标从胁迫状态恢复到稳定状态的时间，即恢复时间(Tr)，以及生态系统能够承受的最大胁迫(MS)，即生态系统从一种状态到另一状态的临界值，恢复力可表示为MS，Tr或MS/Tr[52]。其中，工程恢复力测量指标是系统远离稳定状态的距离或恢复的速率[53]，按照工程恢复力的定义，生态系统的恢复力越大，其在干扰之后恢复到稳定状态的时间越短，所以工程恢复力可用1/Tr测量[54]。生态恢复力则是用生态系统在发生状态转化之前能吸收的最大干扰的强度MS测量[28]。Bennett等对这种早期的阈值途径进行了进一步发展，把时间以及生态阈值是动态或固定的这一考量引入了阈值量测[13]。
阈值方法必须满足2个假设条件，即生态系统必须表现出替代性稳定状态和能识别关键的控制变量，但这两个假设本身都有缺陷。①假设是生态系统能在被生态阈值分开的不同稳定状态之间非线性地转化，这对多数类型生态系统是成立的[40,46]，但并不是所有生态系统都如此[55]，阈值方法仅适用于被不利环境控制的生态系统，不考虑系统内部或外部的竞争导致的生态系统变化；②假设可以通过分析少数关键变量来理解生态系统动态。并根据关键变量在时间和空间上的周转速率，划分为快变量和慢变量[17]。但这一方法因为依赖模型中的变量和参数的假设而受限制[56]，这里的一个重要而矛盾的假设就是慢变量被认为控制着整个系统，决定着系统在稳定域中的位置[46]，慢变量值被认为是与恢复力最相关的因子[57]。另外，该方法忽略了有机体的个体变异性[31]。
由于生态系统恢复力受诸多因素的影响，需要测定生态系统每个稳定状态的阈值，对其进行直接测量是比较困难的，但可以间接推断[32]。推断方法之一是在系统中找出与恢复力相关并且可以测定的属性，从中选取恢复力的替代因子作为替代物(surrogate)[17,23]。恢复力替代物的甄选涉及恢复力机理的概念[23]，例如生态冗余、响应多样性或生态存储[58]。选取替代物应首先建立模型，然后参照模型和具体系统属性逐一筛选。Bennett等[13]展示了一种利用简单系统模型在案例研究中识别恢复力替代物的方法，通过发展系统模型，建立了识别恢复力替代物的4个步骤：问题界定、反馈过程辨识、系统模型设计、恢复力替代物识别；该研究为恢复力的定量测度提供了经验。此外，高江波等在明确生态系统恢复力基本定义及其影响因子性质的基础上，选择物种多样性、群落覆盖度以及群落生物量对青藏铁路穿越区生态系统恢复力进行定量评估[5]。
实验方法主要通过人为控制生态系统的外界干扰条件，分析生态系统的恢复过程从而研究恢复力。例如，Whiford等在新墨西哥西南半干旱草原地区进行了野外实验以验证受胁迫的生态系统的恢复力较低这一假说。他们在一口深井附近，通过控制放牧和牲畜践踏等干扰，设计了不同压力梯度，分析了几次干旱情景下，草原恢复状况与距井距离之间呈正相关关系，距井远的草原受干扰小，恢复速度快[59]。Slocum等在一个盐沼中尝试利用实验性干扰来评估恢复力[60]。他们通过控制已知胁迫的沉淀物沉积的梯度，施加不同强度的干扰，发现植被的恢复力与沉淀物沉积呈强正相关影响。在毁灭性干扰之后，没有沉积物沉淀的样地的植被不能恢复过来；而在有中等或大量沉积物沉淀的样地，其植被得到迅速恢复；在非毁灭性干扰之后，所有样地的植被都能够恢复原状，其植被恢复速率和沉积物沉淀程度之间亦呈相关关系。他们的研究表明生态系统恢复能 力可以作为描述生态系统状态的生物指标，帮助进一步加深对生态系统结构和功能的理解。
综上所述，目前的不同恢复力测量方法均存在着诸多限制。阈值方法受限于其前提假设以及对计算机模型的依赖，适用范围有限，使该方法没有得到进一步发展。替代指标法提出时间不长，目前还处于探索阶段，其可行性和替代指标甄选的合理性都依然有待探讨，但这一方法确实为定量测量恢复力提供了新思路。实验方法受实际条件限制很难推广，而且生态系统组成与过程复杂多样，其可重复性不高。
5 恢复力影响因素
20世纪末以来，大量学者探究了生态系统恢复力的影响因素，并积累了较多的区域案例。但整体而言，目前对生态系统恢复力影响因素的理解依然有限，缺少一致的观点和表征生态系统恢复力的指标体系[61]，而已有文献中的恢复力指标没得到充分利用[32]。目前文献中已有的生态恢复力的影响因素及其影响恢复力的机制可归纳如下。
5.1 生物多样性
恢复力是基因多样性、物种多样性、群落或生态系统多样性在不同尺度赋予生态系统自然属性，而生物多样性则是生态系统存在和发展基础[28]。生态系统停留在稳定范围之内的能力与使系统转入另一状态的缓慢变化有关。Folke等研究表明生物多样性是导致这些缓慢变化的变量之一，主要通过具有主导优势的生物起作用[40]。目前的共识是生物多样性能够扩散风险并使生态系统在受到干扰后重组成为可能，在生态系统恢复稳定状态的过程中起到至关重要的作用[62]。但生物多样性在生态系统恢复过程中的作用方向依然存在大量的持续争议[6]。随着生物多样性的增加，一些研究表明恢复力增长呈正相关关系[63]，其他研究表明随着生物多样性的提高，恢复力的增长逐渐趋缓，其增长曲线逐渐逼近某条渐进线[64]，而也有研究表明随着生物多样性的增加，恢复力并没有增长[65]。
尽管如此，目前多数学者已经认可了生物多样性对生态系统恢复力的影响，并认为生物多样性通过生物的功能冗余和响应多样性来影响生态系统的恢复能力[66,67]。但生物的功能冗余或响应多样性不能独立地影响生态系统恢复力，进行恢复力评价时必须分析两者的综合影响。
生态系统内部存在多种物种组合，具有类似功能(比如授粉，生产或分解)的物种的组合即为一个功能群，功能群能够为生态系统提供一定水平的冗余，亦即生物的功能冗余[68-69]。生态系统对干扰的反应依赖于干扰的特征以及生态系统本身的功能冗余，多组分的复杂生态系统中，不同组分对于同一类干扰的反应是不同的，同一组分对于不同干扰的反应也是不同的[20]。生态系统在面临环境变化时保持恢复力的能力与物种内个体应对挑战的能力和同一功能群内其他物种在变化的条件下增加其功能的可能性有关。功能群的存在对生态系统功能和恢复力至关重要，这些物种的丧失对生态系统恢复力有明显的消极影响[67]。生态系统内存在多种形式的功能冗余[68]，功能冗余的作用有以下3个特点：①在面临物种丧失时，功能冗余通过维持生产力的方式提供恢复力；②功能冗余能赋予系统对疾病和害虫影响的恢复力或抵抗力[70]；③功能冗余能赋予系统对物种丧失，疾病和害虫反应的恢复力，但这并不能弥补其他生态系统服务和产品损失。在没有功能冗余存在的情况下，功能群物种丧失对生态系统的消极影响能达到使生态系统崩溃的程度[71]。
功能群的多样性有助于维持生态系统结构和功能的恢复力。
5.2 生态存储
生物多样性意味着可持续的生态系统包含着多种功能群，每个功能群都有许多可替代的同功能物种，功能组内物种、物种间及其与环境之间的动态作用、受到干扰后可能进行重组的结构组合被称为系统的“生态存储”(ecological memory)[28]。生态存储是生态恢复力的关键成分，其存在意味着生态系统的历史遗产将影响其现在和未来状态[6]；生态系统应对环境变化的恢复力是由其生物和生态资源决定的[1]，不论是自然生态系统还是人工生态系统，保持生态存储是至关重要的。生态存储可分为内部存储和外部存储两部分，随着干扰强度和生态系统结构的不同，两者的相对重要性也不同[74]，但生态系统进行重组既需要出现在目标区内的内部存储也需要出现在干扰区外的外部存储[28]。
内部存储由可以作为更新中心并允许各物种定居的各种生物学结构(如过火迹地和枯立木)组成，其中的一个重要组成部分就是“生态遗产”，即在干扰事件中幸存的有机体和有机结构[75]；外部存储为受干扰斑块提供物种来源和支持，包括先锋物种在内的有机体能够从很远的距离传播到受干扰地区并定居下来[75]。生态系统在受到干扰之后，多数都有有机体幸存，虽然并不是所有的幸存者都能够持续存在，但很多确实继续存在。
要评价生态系统恢复能力，首先需要了解其内部存储与外部存储的种类、数量、分布以及它们可能起到的作用。生态系统面积对生态系统恢复力有很大影响。比如，森林生态系统恢复力受到森林生态系统的空间大小和周边景观的状况和特征等影响，一般而言，森林生态系统越大，破碎度越小，其恢复力越大[1]。Pickett等认为自然保护区设计应基于“最小动态面积”，即具有应对干扰，能够自我恢复，维持其内部重新趋于稳定功能最小面积[76]。随着空间面积的逐渐缩小，快速重组的内部存储会变得滞后与不足，它们会逐渐依赖于周围景观的斑块，即外部存储。在破碎化程度高和集约经营的景观中，外部存储更少，使重组的时间变得更长，说明恢复力下 降，生态系统发生突变的可能性增加。
内部存储和外部存储所关注的分别是斑块内和斑块间不同的动态生态过程[74]。在斑块内，主要生态过程可以被看做是“集结规则”[77]，如促进更新，竞争和营养相互作用，它们决定了哪些物种在干扰过后快速繁衍。斑块间，主要生态过程是定居物种在景观斑块间的散播；Loreau等注意到地区物种丰度的重要性，外来物种迁入能提高生态系统对变化的适应性[78]，导致生态系统发生基型和表现型的反应，适应性的累积使系统的恢复力提高成为可能。在后一种情况下那些影响物种迁入的因素，如到种源的距离、物种的生活史策略等对于一个斑块的重组方式是至关重要[74]。例如，早期演替阶段与晚期演替阶段的物种有截然不同的扩散方法；而且有研究表明部分植物的种子是受限散播的[79]，系统连接度(内部物种直接的连接)的提高能增加系统的抵抗力，但会降低系统的恢复力[80]。
5.3 生境条件
生态演替受当地生境条件和景观背景的强烈影响[81]。例如，受干扰区具有空间异质性，在很多存活有机体聚集或微观生境特别好(比如水热条件适宜的地区)的地方恢复最快[75]。另外，局地水平上的恢复力依靠整个区域维持水分存储和养分循环的能力，所有这些属性受到土壤流失和生态系统结构变化的威胁，所以对变化有物理抵抗力的土壤对提高恢复力具有重要作用[82]。此外，恢复力的丧失可能是由功能群的丧失和环境变化引起的，一般认为受胁迫生态系统比不受胁迫生态系统恢复力更小。干扰能改变局地的物种组成和丰富度[83]，而多重干扰的复合效应更加需要加以关注[6]。如果生态系统不能在干扰发生之间得到恢复，恢复力将会因为生态存储(如种子库)的丧失而削弱[50]。干扰对生态系统恢复力的影响主要受干扰频率和干扰范围两方面影响[20]。如果干扰频度小于恢复时间，并且干扰发生在小范围内，则生态系统容易恢复；如果干扰频度大于恢复时间，而且干扰范围较大，则生态系统不容易恢复[84]。
5.4 气候
气候主要是通过中长期的温度、辐射和湿度影响光合作用和呼吸作用速率以及其他植物生理过程[85]。在热量和辐射状况足够支持植物生长的条件下，光合作用速率与水分可获得性成比例。而保持湿度恒定，呼吸分解速率和温度成比例，一般地温度每上升一摄氏度，生物化学过程速率将增加一倍。气候和天气状态也直接影响着生态系统的短期过程，比物种迁徙[27]。
另外水分还是生态系统类型的主要决定因素之一。多数证据表明热带森林生态系统对气候变化没有很强的恢复活力，尤其是应对降水减少和干旱增加的恢复能力相对较弱[86]。而全球气候变化导致气温升高，改变太阳辐射和降水条件，当气候条件变化超出生物所能够承受的范围时，将导致生态系统发生剧烈变化[87]。
5.5 人类活动
人类是生态系统的自然组成部分这一说法一直存在争议[88]，但是人类活动确实改变了生态系统恢复力，人类干扰的累积效应对生态系统结构和动态具有深远影响。人类活动引起的生态系统急剧变化的例子包括半干旱牧草地的木本植物入侵[89]，湖泊富营养化[31]等。Strickland等借鉴由恢复力联盟提出的恢复力评价方法调查研究了保护区旅游对当地群落的影响[90]。人类活动对森林生态系统的主要影响包括森林面积的减少、生境破碎化、土壤退化、生物量和相关的碳汇耗竭、物种丧失、物种引入及其级联效应，比如火灾风险增加等[91]。一般地原生森林比次生森林相比更富有恢复力，比如Sakai等研究表明过火和森林管理通过生境破碎化、退化和水分情况变化等降低了森林抵抗入侵的能力和恢复力[92]。
5.6 生产力
生产力对恢复力影响目前依然存在争论[64]。一些研究者试图用数学分析的方法定义恢复力和初级生产力之间的关系[33]。Moore等的模型分析发现生态系统恢复力与生产力呈正相关关系，这一结论被称为“恢复力-生产力假说”，假说表明在一定的干扰下，高生产力的系统比低生产力的系统恢复的好，即生产力越高的生态系统，越富有恢复活力，在扰动中恢复的更快[93]。而Stone等的研究结果表明恢复力与生产力的关系并不是简单的线性关系，很大程度上依赖于生态系统的内在非线性和非稳定状态特征[64]。此外，其他文献中已经报道的数值模型[33]都没显示出任何稳定性(恢复力)与生产力之间的一般性关系，未发现任何“恢复力-生产力假说”的证据。
总之，目前对影响恢复力的因素的理解非常有限而且充满争议。对哪些因素影响恢复力以及这些因素如何影响恢复力目前都没有公认的结论，虽然生物多样性的重要性得到了认同，但其对恢复力的影响也充满争议。冗余理论为解释生物多样性对恢复力的影响提供了可能，不同生物在生态系统中的功能作用和重要性等是不同的，而传统的生物多样性指数的研究方法在这些方面已不适用。生态存储为解释恢复力的产生机制提供了可能，但生态存储的具体组成部分以及如何对其定量计算依然有待深入研究；对生态存储与生物多样性的关系、两者作用的尺度等研究也相对较少。对于生境条件、气候和人类活动等的作用，目前依然很少对其进行定量研究；而对生产力与恢复力的关系，“恢复力—生产力假说”并未得到广泛认为，实际上生产力和恢复力都是生态系统的属性，两者都受到某些相同的生态系统属性(如生物多样性)的影响，两者之间应该存在比线性关系更为复杂的联系。
6 讨论与展望
恢复力这一概念在经济政策和环境管理方面的价值已为大家所接受和认可，但恢复力研究仍滞留于概念的争议及案例分析的层面，生态系统恢复力研究尚缺乏科学统一和可操作的定义，且多为理论性分析，定量测度相对较少，有很多问题依然待深入研究，比如尺度问题，生态系统状态界定问题以及恢复力评价的定量问题等。
6.1 尺度问题
尺度是复杂系统科学和恢复力理论的重要贡献之一，跨尺度的生态过程交互作用对生态系统恢复力的维持非常重要。目前恢复力定量测量中对尺度的考虑依然不足，极少体现出生态过程的尺度性。不同生态过程发生在不同尺度上，比如微观尺度，林分尺度，流域尺度和景观尺度；此外，生态系统所遭受的干扰也具有明显的尺度性，作为生态系统对干扰的一种响应能力，恢复力也具有尺度性。恢复力研究中必须选择合适的时空尺度，以便于数据收集和结果分析；在未来的恢复力研究中可以选 择林分尺度等属性比较一致的单元作为大范围内恢复力研究的基本单元，但针对不同类型的生态系统如何选择合适的研究尺度依然有待探讨。
6.2 状态界定
恢复力研究应该基于综合分析之上，包括对人类社会需要的生态系统服务的选择和生态系统在某一状态下所受干扰的分析。生态系统恢复力研究必须考虑生态系统所受到的干扰，因为生态系统如果遭遇毁灭性打击而完全崩溃，在理论上就没有恢复的可能性；对这种毁灭性打击的定量化是探讨恢复力的前提条件，但目前缺乏相关研究。此外，多数生态系统存在不同的潜在状态，不同状态下生态系统提供服务的能力不同，其恢复力也相应不同；而研究恢复力的最终目标是为生态系统管理提供参考信息，以期使生态系统朝着能够提供人类所需生态系统服务的方向发展，所以未来的恢复力研究需要考虑生态系统状态以及不同状态下提供的生态系统服务，以便更好地为生态系统管理服务。
