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生态系统的直接价值范文1
关键词：能值；服务功能；森林；评估
在应用能值进行分析的方法我国较早就从国外引进这种理论与方法。在对森林的生态环境的价值分析上采用能值分析可以综合的分析和评定森林系统的价值。森林的服务功能价值可以根据森林生态系统能值的分析进行得出。能值理论的应用可以很好的解决在对生态系统分析时所会遇到的自然、气候、经济等方面的资料复杂、获取难度大等问题。在森林生态系统中的所拥有的资源与价值等都转换成为同种类的标准能值进行定量分析得出一个可以度量的数值，对森林生态系统进行合理评估，并推算出其发展的可能性，组合成科学的依据，这就是能值。能值的计算中也包含着服务功能价值这一项。
一、森林生态系统服务功能的概念
SCEP在《人类对全球环境的影响》中首次使用了服务这个词，并列举了生态系统对人类有益的一些环境服务。Holdren和Ehrlich在人口与全球环境这篇文章中首次提到公共服务，并认为这些服务不能被科技取代。之后，出现了自然服务功能和生态系统服务功能两个词。进入90年代，Costanza等对生态系统功能和生态系统服务进行了阐述和对比，指出人类直接或间接地从前者以产品和服务的形式获取服务。而联合国千年生态系统评估MA委员会编写的《生态系统与人类福祉》一书中提出生态系统服务是指人类从生态系统获取的收益。Fisher等进一步将生态服务扩展为生态系统直接或间接为人类提供福祉的方面。综上所述，森林生态系统服务功能可以理解为森林生态系统与生态过程中形成及维持人类赖以生存和发展的自然生态环境条件与效用。
二、能值的作用
能值就是将生态系统和经济系统中的资源、商品或服务等的价值进行定量分析。产品或劳务形成过程中直接或间接投入应用的一种有效能量，就是其所具有的能值。而任何形式的能量均源于太阳能，故以太阳能为基准来衡量各种能量的能值。任何资源、产品或劳务形成所需直接和间接应用的太阳能之量，就是其所具有的太阳能值，其单位为太阳能焦耳。该方法解决了不同等级和不同类型的物质不能同时分析、比较的难题。
三、森林生态系统服务功能价值评估方法
森林生态系统服务功能的评估方法分为能值分析法、价值量评估法和物质量评估法3大类，而根据国内外的研究成果，其基于市场理论的价值评估方法又可以分为3类：
1.实际市场法。对于具有实际市场经济价值的森林资源，将其相关产品以相应的市场价格计算其价值。评价方法主要是市场价值法。
2.替代市场法。有些生态服务没有直接的市场和市场价格，只能通过寻找相关替代产品和服务的市场和市场价格，间接得出其具有的价值。其主要包括机会成本法、替代成本法、恢复和防护费用法、影子工程法、旅行费用法、享乐价格法、人力资本法和疾病成本法等。
3.虚拟市场法（又称假设市场法）。对于森林生态系统中没有市场交易价格的生态服务，必须在人为条件下设定一个虚拟市场，通过询问大众对该森林的支付意愿或受偿意愿来估算其生态价值。其代表方法为条件价值法（意愿调查法）和意愿选择法。
四、能值与服务功能价值的关系
目前，国内外学者普遍认为森林生态系统具有供给服务、调节服务、文化服务和支持服务4种服务功能，由此衍生出的评估指标体系多样，但都具有一定的科学性。就国内外现有的相关体系、评估方法及计算方法做了归纳总结。其中，中国森林生态系统服务功能评估所包含的6项功能（涵养水源、保育土壤、固碳释氧、积累营养物质、净化大气环境和生物多样性保护）11个指标（调节水量、净化水质、固土、保肥、固碳、释氧、林木营养物质积累、提供负离子、吸收污染物、滞尘和物种保育）构成的评估体系科学性较高，被广泛采用。
森林生态系统是我国重要的陆地生态系统。根据第7次全国森林资源清查及森林资源状况报告，2004-2008年我国森林覆盖面积为19.5亿hm2、占我国陆地面积的20.31%。森林生态系统的变化对我国环境、生态起重要作用。应用能值理论对生态系统进行评价的方法相对简单，资料获取容易，且可以做长时间尺度的推算。如果能找到森林生态系统能值与服务功能价值的关系，就可以通过森林生态系统能值计算该生态系统服务功能的价值，从而解决生态系统服务功能计算繁锁，资料获取难度大等问题。应用能值理论和生态系统服务功能理论建立中国森林生态系统能值和森林生态系统服务功能价值的关系。在建立中国森林生态系统能值和森林功能生态系统服务功能价值关系时，为保持研究数据的一致性，减小估算过程中的误差，采取统一基准建立中国森林生态系统能值和价值森林生态系统服务功能价值的关系。
在建立能值对森林生态系统服务价值的估算时，应该按照地区分区进行。寻求能值与服务功能价值的关系，以此促进森林生态系统的服务价值。同时通过数据的统计，应用能值对森林生态系统进行价值估算发现，在我国因为人类的生活活动对森林造成了很大的影响，虽然森林覆盖率大，但是服务功能价值却不高，这就需要对森林系统进行保护，加大造林工程。
结语：现今在许多领域都应用了了能值计算其价值，而生态系统中所蕴含的价值如今也越来越受到关注，在如何将其中的各项价值转换成同一种能量单位上，能值的计算方式起到了很好的作用，森林生态系统中的服务价值的评估是帮助森林服务体系改善其中的不足，建立良好的森林生态结构，以此促进生态系统与社会经济的和谐发展。同时应用能值的计算方式，弥补了常有的估算森林系统价值的不足，简化的其中的步骤，并且更加直观、客观的给出数值，对森林系统服务价值进行评估。
生态系统的直接价值范文2
【关键词】无居民海岛；生态补偿；海岛开发；环境影响
1.引论
我国是世界上海岛最多的国家之一，无居民海岛占海岛总数的94%，而其面积仅为海岛面积的2%左右，基本上是尚未利用的荒岛，海岛的开发仅集中于少数几个大岛[1]。随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布和无居民海岛开发工作的推进，近年各主要沿海省份的海岛开发的申请和审查开展热度较高。以资源的开发谋求经济利益，是海岛开发者的必然心态。但海岛开发必然伴生着生态环境影响，水产、旅游、港口、生物和森林、矿产、土地等资源的开发利用均会造成各类生态环境影响[2]。《中华人民共和国海岛保护法》中明确提出，从管理者的角度，维护海岛的生态安全，是促进海岛可持续发展的职责所在。因此，海岛开发者的利益追求与海岛生态环境的保护必然存在一定冲突，在保持严格的申请审批和开发监管力度的前提下，无居民海岛开发会对海岛开发者带来较大的开发压力和经济风险。寻求经济效益和环境效益的双赢机制，将是推进无居民海岛开发必须考虑的问题。
2.生态补偿在海岛开发中的适用性
自环境问题及可持续发展思想提出以来，生态补偿就成为专家和公众关注的热点之一。在经济学中，生态补偿的内涵指的是一种对生态环境受益者收费，受损者补偿的经济措施；而在生态学中，生态补偿是针对生态系统的自我还原功能[3]。生态补偿作为实现生态环境修复、解决生态环境成本内部化的环境管理机制和社会利益关系平衡机制，已开展众多理论研究和实践探索。
生态补偿在国内最早应用于退耕还林[4]政策，通过补偿直接的耕地损失以促进生态保护；而后，生态补偿理论在流域的生态环境保护问题中受到重视，并进行了大量的由浅入深的研究和初步尝试，以保障上下游区域对流域开发和保护的公平性。前者为推进国家的环境保护方针政策带有一定的强制性，后者在重要流域上下游区域获得差异化环境效益的既定格局下，是一种被动的调节补偿机制。而生态补偿作为刺激损害行为主体减少因其形成带来的外部不经济性的激励机制，对于环境资源开发主体应还可发挥主动的约束和激励作用。
生态补偿有生态补偿税费、生态补偿保证金制度、财政补贴制度、优惠信贷、交易体系和国内外基金等多种模式[5]，采取合适的生态补偿模式，在无居民海岛开发者面对保护和开发的平衡时，可起到经济刺激下的良性导向作用。因此，通过采用生态补偿机制，无居民海岛开发者在一味追求经济利益，粗放使用海岛资源，导致生态环境恶化时，在严格的海岛使用动态监管下必然会受到相应惩处；而无居民海岛开发者若理性追求经济利益，在海岛开发时注重整体生态环境保护，遵循生态旅游、公共服务等绿色海岛开发模式，也可得到相应的政策补贴，而保障既得利益。故在无居民海岛开发中，定期评定海岛生态环境状况，采取合理的生态补偿机制，可以保障海岛开发者在环境和政策双重压力下的开发积极性，对解除海岛开发者的经济风险顾虑，推进海岛可持续开发具有重要作用。
3.无居民海岛开发生态补偿机制
3.1补偿主体、对象与客体探讨
无居民海岛的生态补偿是围绕着海岛的资源价值进行，而海岛资源价值则是海岛生态系统服务价值的体现，所以补偿主体和对象的界定需依据海岛生态系统服务功能的变化[6]。生态补偿的主体应为生态系统服务的使用者、破坏者或是生态保护活动的受益者，生态补偿的对象应为保护生态资源的建设者、因生态资源的使用或生态保护而受损害的利益主体。在无居民海岛开发中，因海岛生态系统服务功能变化受益的一方应为补偿主体，国内的自然资源所有者为国家，无居民海岛开发时开发者也将向海洋行政主管部门上缴海岛使用金，因此海洋行政主管部门可考虑作为补偿主体；为提高海岛生态系统服务功能作出贡献者应为补偿对象，无居民海岛开发者为改变海岛生态系统服务功能的主体，若开发者理性追求经济利益，在开发中注重保护，因维护海岛生态而损失部分可获得的经济利益，应作为补偿对象。生态补偿的客体是主体和对象共同指向的对象，也是生态补偿的标的，海岛开发者和海洋行政主管部分之间的博弈是围绕海岛生态系统服务功能的变化进行，因此海岛生态系统服务价值是生态补偿的客体，也是无居民海岛生态补偿机制的基础。
3.2 补偿方法研究
生态补偿方法的核心即是进行补偿客体变化量的货币化定量计算，该变化量需由补偿对象的付出所产生。因此，补偿客体的变化既可在补偿对象的付出上得以体现，也可在补偿客体本身的变化直接反映。
3.2.1直接成本法
3.2.1.1方法内涵
以补偿对象即海岛开发者作为研究出发点，则可认为海岛生态系统服务价值的提升是由海岛开发者所直接付出的环境费用所产生，因此，该部分环境费用可认为是生态补偿的基准。
3.2.1.2补偿方法
3.2.2生态系统服务价值法
3.2.2.1方法内涵
根据生态系统服务理论，生态系统服务指人类从生态系统获得的所有收益，包括供给服务（如提供食物和水）、调节服务（如控制洪水和疾病）、文化服务（如精神、娱乐和文化收益）以及支持服务（如维持地球生命生存环境的养分循环）[7]。单个无居民海岛作为独立的离岸生态系统，也具备其自身的生态系统服务价值，占用岛体的海岛开发活动均会对海岛生态系统服务价值产生正向或负向的影响。通过直接计算海岛生态系统服务价值的变化量，若海岛生态系统服务价值变化量为正值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生正效益，即海岛开发活动维护了海岛生态环境，该海岛生态系统服务价值变化值即为海岛开发者应得到的生态补偿费用；若海岛生态系统服务价值变化量为负值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生负效益，即海岛开发活动破坏了海岛生态环境，海岛开发者应根据该海岛生态系统服务价值变化值支付生态补偿费用。
3.2.2.2补偿方法
若计算结果为正值，即海岛开发者应据此得到一定的生态补偿费用，用于补偿其生态环境保护投入；若计算结果为负值，即海岛开发者根据该计算值支付生态补偿费用，用于补偿其生态环境破坏费用。
3.2.2.3补偿基准
生态系统服务价值法的核心是补偿基准的明确，在无居民海岛生态系统中即海岛生态系统服务价值变化值的计算基准，或为该无居民海岛的生态系统服务价值本底值。在无居民海岛生态系统服务中，供给及文化服务即自然资源、自然或人文遗迹等的价值一般为定值，在无外界干扰的情况下，不会发生明显变化，根据海岛开发前的自然状态直接确定，可通过登岛调查、遥感图像解译、航拍等方式获得面积等参数，直接计算其生态系统服务价值本底值；支持及调节服务即环境质量或其他特定生态作用，会受到区域环境的影响，因而非恒定值，某固定时间点的状态并不能作为其本底状态，在明确海岛生态系统服务价值变化值的计算基准时，应参考相关参数的多年平均值计算，从而作为无居民海岛的生态系统服务价值本底值。
3.3补偿途径探讨
海岛开发者在海岛开发过程中，对海岛生态环境会存在保护和破坏两种趋势，因而生态补偿在实际实施中会存在两种途径。在海岛开发活动对海岛生态环境产生破坏的情况下，需由海岛开发者向海洋行政主管部门缴纳无居民海岛生态补偿费用，以弥补海岛生态环境损失；在海岛开发者在开发的同时，对海岛生态环境进行有效维护的情况下，可由海洋行政主管部门以返还部分海岛使用金或申请专项保护经费的形式使海岛开发者获得生态补偿费用，以经济刺激手段保障海岛开发者在海岛开发过程中生态环境的保护意识。
4.讨论
无居民海岛开发伴随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布仅开展了数年时间，保障无居民海岛开发的法律法规还将不断完善，无居民海岛开发在深入发展的同时暴露的问题还很有限，本研究对无居民海岛开发生态补偿机制也仅是作了初步探索。无居民海岛开发生态补偿在实际应用中仍有较多不足和局限条件，在补偿费用的计算和补偿基准的确定上仍需进行深入研究：
4.1补偿方法的修正
补偿方法主要是从海岛开发者投入环境成本和造成环境影响两个角度去寻求生态补偿费用的核算。在投入环境成本的核算上，需进一步研究涉及环境成本的生态环境工程范畴，以提高环境成本的核算准确性；在核算生态系统服务价值的变化以衡量造成的环境影响时，应进一步研究海岛所能提供的生态系统服务范畴，从而能准确全面核算海岛生态系统服务价值的变化量。此外，在生态系统服务价值法中，还应根据替代成本、影子工程、支付意愿等环境经济学方法进一步研究各项海岛生态系统服务价值的核算方法。
4.2补偿基准的计算
补偿基准计算主要涉及海岛开发者投入的环境成本和环境海岛生态系统服务价值变化值的计算基准。在直接成本法中，需要求海岛开发者有详细明确的生态环境保护工程预算，以作为海岛开发者投入的环境成本；在生态系统服务价值法中，需进一步研究海岛生态环境的本底状态，如自然资源范围和数量、环境质量本底状况、海岛生态功能的确定等。
4.3补偿途径的保障
补偿途径在无居民海岛的开发管理中能否实施仍需进行深入研究，且目前没有相关的法律法规保障。补偿途径的合理性尤其是生态补偿费用的经费来源仍需根据无居民海岛开发管理的实际情况进行进一步探讨，促使海岛开发者的意愿和海岛管理者的态度能往相对一致的方向发展。
在无居民海岛开发生态补偿机制的方法和标准经研究得到明确后，在保障补偿途径的法规得到完善后，可选择有代表性的海岛开展短期试点。若无居民海岛开发生态补偿机制得以有效实施，以经济刺激机制保障无居民海岛开发者的生态环境保护意识，将有助于促进海岛开发和生态环境保护和谐发展，提升无居民海岛管理水平和效率。
参考文献：
[1]韩立民，王爱香.保护海岛资源 科学开发和利用海岛[J].海洋开发与管理. 2004， 6： 30-33.
[2]孙元敏，陈彬，俞炜炜等.海岛资源开发活动的生态环境影响及保护对策研究[J].海洋开发与管理.2010， 6： 85-89.
[3]陶建格.生态补偿理论研究现状与进展[J].生态环境学报.2012， 21（4）： 786-792.
[4]徐中民，钟方雷，赵雪雁等.生态补偿研究进展综述[J].财会研究， 2008， 23： 67-74.
[5]毛显强，钟瑜，张胜.生态补偿的理论探讨[J].中国人口资源与环境， 2002， 12（4）： 38-41.
生态系统的直接价值范文3
论文摘要：伴随着经济增长和 工业 化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，阻碍着经济的 发展 速度。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。
现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。
经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色gdp”为发展目标，从现行的gdp中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。
1生态资本内涵
1．1生态资本定义
生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与 金融 资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。
1．2生态资本的特征
生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有 自然 生态功能，遵循自然生态 规律 ，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。
但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。
2生态资本价值理论
生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。
2．1劳动价值理论
劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。
在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。
2．2效用价值理论
效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。
2．3要素价值理论
要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一 科学 定义。
2．4供求价值理论
供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。
总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。
3生态资本价值核算方法
现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(seea)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。seea核算法通过把资源和环境账户作为sna(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。
3．1补偿价值法
补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：
w=c+v+m
式中，c、v、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了 历史 成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。
3．2总经济价值法
总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(tev)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(nuv，又称存在价值)；又将uv细分为直接使用价值(duv)、间接使用价值(iuv)与选择价值(ov)。其计量关系为：
tev=uv+nuv=(duv+iuv+ov)+nuv
式中，duv是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；iuv不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适性功能，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。
4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障
生态系统的直接价值范文4
[关键词]蔗田生态系统；生态经济效益；生态系统持续生产力；持续经济效益；投资收益率
一、论题的提出
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。
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
1、蔗田生态系统以其得天独厚的自然资源和环境条件，每年对广西人民提供巨大的生态价值和经济价值，带来极大的生态效益和经济效益，近10年广西蔗田生态系统的年均投资收益率高达238.85％。
生态系统的直接价值范文5
当以维持湿地生态系统健康和支撑区域社会经济可持续发展为研究目标,面向湿地生态系统管理方向补充评价内容,完善评价体系,强调人为活动干扰对湿地生态系统服务的影响及反馈分析,重视人类社会对服务功能需求的评价,并详细阐述干扰评价、需求评价和服务功能供需平衡分析的主要内容、方法和难点,总结湿地管理的意识和手段在服务功能评价各环节的体现。
关键词 湿地;生态系统服务;评价模式;人为干扰;管理
中图分类号 X24 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2009)06-0023-07
生态系统服务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,强调人类的需求及在生态系统中的获益[1,2]。湿地作为对人类贡献最大的全球三大生态系统之一,却遭受着日趋强烈的人为干扰,特别是城市及其周边的湿地,长久以来不合理的开发活动始终没有得到控制,开发目的也从满足人类生存需求转化为满足社会经济发展的需求,致使湿地成为伴随城市化过程消失最快的成分之一[3,4]。导致上述结果的根本原因在于人们对湿地资源的认识存在误区,并引发湿地利用、管理、保护方面一系列的不协调现象[5]。因此,正确认识并合理评估湿地生态系统服务功能,是实现湿地生态系统有效管理及可持续利用的前提。目前,湿地生态价值的重要性已经获得普遍认同,并形成了以经济价值量化为主要内容的湿地生态系统服务评价,然而湿地生态系统服务评价的最终目的是为湿地环境决策和湿地生态系统管理服务。在新的社会经济发展形势这种价值量化的评价模式却逐步暴露出多种弊端[6,7],已有学者从经济学的角度分析了该评价模式所面临的发展困境8]。然而,湿地生态系统服务功能评价体系是一个融合了社会、经济、自然的复杂系统,需要多视角、综合性的观点和方法来解决现在评价模式的局限性。本文简要回顾了湿地生态系统服务功能评价研究的发展历程,结合社会经济发展对评价研究的现实需求,总结了现状评价模式中存在的主要不足,提出评价研究框架的改进应当以维持湿地生态系统健康和支撑区域可持续发展为目标,加强人为干扰分析和生态服务功能需求分析,形成面向生态系统管理的评价体系,以期为合理解决现状湿地生态服务功能评价研究中存在的主要问题提供科学支持。
1 湿地生态系统服务功能评价研究概况
生态系统服务功能的全面科学表达和经济评价研究始于20世纪70年代,现已逐渐发展成为生态学和生态经济学的重要分支之一[2]。湿地生态服务功能评价则以水的娱乐价值估算为早期研究的典型代表[9,10],后来又经历了从单一湿地要素到复合湿地系统、从特定服务类型到全部服务类型的发展过程。评价模式也逐渐从定性描述发展到使用量化手段对湿地生态系统服务进行经济价值估算,目前已形成较为公认的价值构成体系和一些相对成熟的经济价值评估方法[11～13]。应该说,这种以经济价值估算为主要内容的评价模式是湿地生态系统服务功能评价的主流方式,其推广应用也积极促使人们认识到湿地重要的生态效益,推动政府、组织在环境决策中加强湿地保护的意识。
随着对湿地生态系统及其服务功能的理解不断深入,特别是对服务功能与生态功能概念的辨析和对不同湿地生态系统服务功能之间相互关系的认识,湿地生态系统服务的社会属性在评价研究中的意义逐渐突显出来。近年来的研究大多开始强调综合社会科学与自然科学的知识、方法和技术手段对湿地进行复合评价,加强经济、环境、规划、自然保护等不同部门制定政策的连贯性和一致性[14]。2005年千年生态系统评估(Millennium Ecosystem Assessment, MA)项目的实施更推动了评价研究的重点逐渐转向服务与人类福祉的相互关系探讨,以及服务对社会经济可持续发展支撑能力的评判上来[15,16]。这些要求都对以经济价值量化为主要形式的湿地生态系统服务评价模式提出了挑战。
2 现状评价模式的主要不足
2.1 评价研究定位不准确
现状湿地生态系统服务功能评估以服务的经济价值构成和估算为主要内容,该评价结果通常直观展示湿地生态系统对人类的巨大贡献,以及服务价值量的时序变化趋势。然而,在湿地管理和决策中,最受关注的问题往往是湿地提供的产品和服务能否满足发展需求[16],该评价结果却并不能提供这样的信息,难以满足社会经济发展对评价研究的要求。产生问题的根源是缺乏对评价研究的正确定位,对评价工作要解决的问题认识不够深刻。当前,湿地生态服务对人类社会存在和发展的贡献已经获得广泛共识,评价工作在现阶段的主要任务已经演变为深入考查湿地生态系统服务与人类社会经济系统发展之间的相互关系及动态反馈,评判湿地生态系统服务供给现状能否满足区域可持续发展需求,在评价结果与湿地生态系统管理之间建立支撑关系,通过工程技术、政策约束等手段协调湿地生态系统服务供给和需求的平衡动态。
实质上,湿地生态系统服务的供给和需求平衡反映的是湿地资源开发利用与保护之间的协调问题。一方面人类社会经济的可持续发展需要湿地系统生态服务的长久支持,另一方面自然变化和人类开发活动干扰会直接或间接地影响湿地生态系统服务功能的供给能力。社会经济系统的革新和创造能力以及湿地生态系统的更新和演化能力都必须维持,二者的变化都是绝对的,寻求其间动态平衡的关键是通过分析它们之间的相互关系和变化趋势,判断平衡支点的移动方向和移动幅度,探求平衡被打破的征兆和证据,从而及时做出有针对性的调整,以保持生态系统服务供需动态平衡,为湿地生态系统管理提供可参考的对策依据。
2.2 评价内容过多局限于经济价值评估
随着生态系统服务概念的引入,尤其是在Costanza等人[17]文章的巨大影响下,我国的学者纷纷尝试在国家[18]、区域[19]、湿地保护区[20～22]等不同尺度就湿地生态系统展开价值评价案例探讨,沿用国外的方法,针对不同的服务价值类型选择相应的评价手段,最终获得湿地生态系统服务的总经济价值。在实践研究中,我国学者也提出了动态价值[23]、理论服务价值和现实服务价值[24]等一些具有一定创新性的概念,但总体上,仍然没有脱离经济价值的基础,没有拓展新的评价内容。不可否认,总经济价值的概念已经成为确定和量化生态系统服务对人类贡献大小的一种普遍采用的方法,然而由于湿地生态系统服务本身的公共物品属性和不可消除的外部性,非市场部分难以实现货币化,单纯价值量化结果的科学性和现实有效性很容易遭受质疑[7,8,25]。而且,生态系统服务区别于生态功能,更加强调人类的需求和收益,强调人的价值体现,具有显著的社会偏好和空间差异。这些非市场、非经济的因素带来的影响的确很难以准确量化的形式纳入评价过程。再者,价值评价的结果表现为一系列数值,虽然直观展示了湿地生态系统服务的贡献大小,但并不能反映不同服务功能的需求程度与紧迫性,服务功能对区域发展的支撑作用,以及服务功能恢复与发展需求之间的协调等现实问题,从而难以有效指导湿地生态系统管理,也就削弱了湿地生态系统服务功能评价对湿地保护和管理的理论支持作用。
2.3 评价过程欠缺人为活动干扰分析
随着全球范围内的城市化扩张以及由此引发严重的湿地退化和丧失,湿地生态系统服务功能评价越来越重视人为干扰因素。湿地生态系统服务功能的供给和需求也恰恰以人为干扰活动为中间联系点,因此干扰抢价是湿地生态系统服务供需平衡分析的重要环节,必须纳入评价体系。现有的评价模式通常只将城市化过程作为研究背景,并没有真正讨论人为干扰活动对服务功能的影响和反馈。我国的湿地生态系统研究基础薄弱,缺乏长期、连续、详细的监测数据,城市化过程对湿地生态系统过程的干扰影响研究也十分欠缺[26],今后的评价工作应包含更多干扰影响及反馈分析,同时应加强遥感、GIS等新技术手段的应用,扎实基础研究。城市化地区也正是未来湿地生态系统服务功能评价的重点研究区域[27]。城市及其周边的湿地由于独特的地理位置和丰富的服务功能而承受最剧烈的人为活动干扰,且保护成本高昂。生态系统服务与人类社会经济系统发展之间的关系更复杂,干扰的影响和反馈更显著,因此迫切需要开展人为活动干扰下的湿地生态系统服务功能评价。
2.4 服务需求评价研究重视不够
湿地生态系统服务区别于湿地生态功能的核心在于强调人类的需求和收益,具有明显的指向性。这一属性决定了评价结果要回答的问题是现有服务功能是否满足发展需求,而不是仅停留在提供的服务有多少。现状评价模式在内容上偏重经济价值评估,方法也多从供给的角度出发,不能全面评价人类社会发展对不同服务功能的需求程度,降低了评价结果对湿地生态系统管理有效性的支持力度。[KG)]服务需求具有显著的地域性和阶段性。地区风俗、生活习惯、价值取向以及社会发展水平都会影响服务的需求类型和程度,评价工作必须结合研究区的特点深入分析才能准确认识服务的供需关系。服务需求的量化研究则是评价工作的一个难点。除了实物性的产品供给,多数服务来源于正向外部收益。目前仅有条件价值评估法(contingent valuation method,CVM)通过问卷调查的方式能够在一定程度上揭示被调查者对环境物品和服务的偏好[28],但在我国,公众并未广泛认识湿地生态系统服务作为公共物品的性质和特征,对湿地服务功能的了解也存在空间限制,CVM等非市场价值评估手段很难推广应用[6],亟需开发适合我国目前发展阶段和制度环境的公众参与方式,加强服务需求的评价研究。
2.5 缺乏系统完整的评价体系
我国的湿地生态系统服务功能评价在理论和方法论研究层面还较薄弱,更为常见的是案例探讨,缺乏规律总结和系统研究,尚未有效组织研究领域内的各部分内容形成有机的整体。这一缺陷集中地表现在以下两个方面:(1)评价基础不扎实:生态系统服务功能评价的最终目的是为环境决策和管理服务[6],管理的对象是人类与湿地生态系统之间的相互关系,即通过对这种相互关系的调控来实现社会、经济、生态的共赢和可持续发展。但这些都需以研究湿地生态系统本身的生物、物理、化学特征和各种生态过程、深入探讨人类活动对湿地生态系统服务功能造成的影响及反馈为评价基础。然而现有的评价工作大多没有体现这部分内容,直接影响评价效果。(2)评价与管理的衔接不连贯:管理由规划、协调、调控等多个环节构成,评价是渗透于管理各环节的一个必要成分,是决策和管理的信息供给源。湿地生态系统服务功能评价不是一个终极目标,而是湿地管理的基础。必须在评价和管理之间建立良好的衔接和反馈关系,针对具体管理环节中的问题来安排评价内容,才能实现湿地生态系统服务功能评价的有效性。遗憾的是,大多数案例研究没有做到这一点,导致评价工作对管理工作支撑没有得到充分体现。综上所述,现阶段湿地生态系统服务功能评价的紧要问题已不是计算各种服务功能的经济价值,而是评判人为活动干扰的影响和反馈、服务的需求程度及紧迫性、不同类型服务功能的供需动态和平衡分析。我国相当普遍的地区尤其是城市及其周边,对湿地资源仍在实行掠夺性的经营方式,致使区域社会经济的可持续发展和人民生活质量的提高方式出现畸态,危及区域生态安全。因此,亟需从维护湿地生态系统服务与当地社会经济发展的协调、实现区域可持续发展的目标出发,建立面向湿地生态系统管理的新评价研究框架。
3 现状评价模式的改进思考
基于对现有评价模式存在诸多不足的论述和剖析,湿地生态系统服务功能评价研究的改进方向已经比较明确,应当重点加强人为活动对湿地生态系统服务的干扰方式和干扰强度辨识,重视人类对湿地生态系统服务功能的需求评价研究,以服务功能的供需变化和动态平衡分析为中心内容,面向湿地生态系统管理展开服务功能评价。从湿地生态系统服务功能在社会生活中的作用和地位来看,评价研究应当从社会经济发展出发,考察其对人类活动和人类获益的影响及其对干扰和需求造成的压力,详细展开多时空尺度的干扰评价和需求评价,根据干扰方式、强度辨识及服务供需平衡分析结果制定湿地生态系统管理策略方案,调控人类活动,增强湿地生态系统服务与社会经济发展之间的协调性,最终再落实到促进区域社会经济可持续发展的目标。改进的评价模式在内容上要求从湿地生态系统服务功能的干扰和需求两方面入手。通过考察湿地生态系统形态、结构、要素、过程等变化,辨识各种人为干扰活动可能引起的湿地生态系统服务功能变化及反馈,分析驱动因子及其作用机制;反映与湿地生态系统服务利益相关的各方立场和需求意愿,进而评估合理保证人类生存和社会经济可持续发展所必需的服务功能需求,包括需求的数量、结构和程度,评价湿地生态系统服务的供需平衡动态。
3.1 加强干扰评价
人为干扰活动通过改变生态系统结构、过程影响湿地的生态系统服务功能。MA项目研究结果显示,引起湿地退化和丧失的主要直接驱动力是基础设施建设、土地开垦、引水、富营养化、污染、过度捕捞、过度利用以及外来入侵种地引入;主要间接驱动力是人口增长以及日益增多的经济开发活动。干扰评价应以此为切入点。纳入评价的人为干扰活动可以归结于:人口特征变化、经济行为、土地开发活动、水利建设改造和污染五大类,其对湿地生态系统服务的干扰则不同程度地体现在供给、调节、文化、支持四个功能方面,既有正面影响,又有负面影响,关系错综复杂,在具体的研究区有不同体现,影响程度的评判可以采用两级模糊评价法[29]。干扰方式和干扰强度的差异性分析以半定量的形式表现,用于湿地恢复建设优先顺序与方案选择的指导。本研究并未将自然干扰过程纳入评价体系,是由于一方面诸如气候等自然干扰的影响过程相对缓慢,在较小的时间跨度内相比人为干扰的影响是可以忽略的;另一方面,诸如地震等灾害性自然干扰具有偶然性,往往不可预见,因此不宜纳入评价体系中。干扰评价需要进行多尺度综合分析。首先,人为活动干扰在不同尺度上对不同的湿地生态系统服务功能产生影响,逐层深入了解干扰驱动是评价的基础;其次,人为活动对同一种服务功能的干扰在不同空间尺度上的方式和程度是不一样的,需要区别对待;最后,干扰行为对服务功能的影响可能产生空间转移,干扰效应的流动性要求多空间尺度综合管理,其间还涉及湿地服务的贸易交换等问题[30]。因此,不存在一个单一的理想尺度能适合所有的综合评估,多尺度的综合分析是干扰评价研究的必要手段。而评价尺度的选择往往依靠评价的空间范围、评价研究目的以及可获得资料的实际情况;选择的方法通常是基于经验判断,或者是选择符合进行决策的尺度[31]。
3.2 重视需求评价
人类获益包含维持生命的基本物质、保障生命健康和安全的条件以及高质量生活所需的精神享受和价值满足。三类需求有逐层递进的关系,随着社会的发展进步而升级演化,且每种获益需求在不同的社会经济发展阶段具有不同的内涵和形式,所以,需求评价具有显著的阶段性和地区差异性,必须结合研究区实际情况区别对待。进行需求评价的一个重要前提是分析多空间尺度之间湿地生态系统服务功能的差异和协调统一。①同一湿地生态系统在不同空间尺度下产生或侧重的服务功能存在类型差异,某些服务功能也只在特定的空间尺度上才会体现得完整而充分,这种服务功能的多样复合性才能更全面地满足社会经济发展需求; ②同一尺度上的服务功能可能由于需求程度的差异而产生开发与保护在用地上的矛盾,此时需要权衡利害关系,确立优先维持的服务功能;③不同尺度间的服务功能也可能存在矛盾,不能为了维持较大区域某种特定服务获取的可持续性就忽视特殊地区的独特贡献[32]。协调的方式是在不同尺度上进行湿地生态系统服务的利益相关者分析。通常,由于文化背景、教育程度、服务等因素对他们收入或者居住环境的影响存在差异,不同尺度上的利益相关方对同一种湿地生态系统服务有不同理解,也将进一步影响生态系统管理的方式[31,33],评价工作要在全面整合需求差异信息的基础上判断各种湿地服务需求的优先度,为不同尺度上管理措施的制定提供信息。服务功能需求的定量研究是需求评价的难点。维持基本生命活动的物质产品较易实现量化分析,但高质量生活所需的精神享受与价值满足多以体验的形式呈现,且其对于社会经济发展水平具有较大弹性,空间差异显著,量化的难度极大。或许,利用湿地生态系统服务功能的外部效益特征,将审美感受需求转化为湿地生态系统健康要求,将是一个可以尝试的研究思路。
3.3 进行服务供需平衡分析
当前评价工作要解决的核心问题之一是判断湿地生态系统现有的服务供应能力是否满足社会经济发展需求,进而评判湿地生态系统服务辐射范围内区域的可持续发展能力。改进的评价体系希望在湿地生态系统服务功能动态变化分析,以及干扰和需求评价结果的基础上进行服务供需平衡分析,利用两级模糊评价[36]获得的干扰强度和需求程度的等级评价结果,对比研究供需缺口,确定各种湿地服务保护的紧迫程度。供需平衡分析的重要前提是对平衡状态的理解。服务的供给和需求都处于动态变化中,决定了供需平衡不可能要求服务在量上的精确对等,也不是一种预期的终极状态,而实际上是一个系统自我调节的阈值,是一个不断讨论、寻求湿地服务可持续的过程。这种过程就包含了适时适度的各种调整。因此,供需平衡分析的重要研究内容之一就是认识平衡失调的征兆,确认湿地生态系统服务功能供需平衡失调的主导方,从而有针对性地调整湿地生态系统服务与人类社会经济发展之间的关系。
3.4 面向管理整合评价体系
从我国国情和现实发展趋势看,解决当前所面临的诸多生态和与此有关的其他问题的根本出路,在于更新观念,改善生态系统的经营管理,稳定并提高生态系统向人类社会提供服务的能力。湿地生态系统服务功能评价模式的改进立足于湿地生态系统管理,从管理需求的角度设置评价内容,在评价的各个环节渗透管理意识,为公众和决策者提供相关信息。管理的对象是人类社会与湿地生态系统之间的关系,但策略方案最终要落实在对人类行为的调控上。干扰评价直接揭示了对服务功能造成影响的各种人为活动,需求评价则显示了服务功能承受的压力来源,其评价结果都指向人类社会,可以直接为调控手段的选择提供决策依据;服务功能供需平衡分析则用于湿地保护的功能区划及生态修复的优先选择。这些非工程性质的指导信息在湿地管理中将发挥越来越大的作用。同时,社会经济的发展也会提高管理技术手段,增加管理资本投入,优化管理策略和方案措施对人类行为的调控。管理策略方案的实施还涉及评价单元的选择问题。在我国,湿地保护和管理的实施主体多为政府,管理策略的实施范围也多以行政边界为单元;然而,湿地生态系统构成要素的分布并不受行政空间限定,流域作为水文响应的基本单元是湿地生态系统研究的理想空间尺度,所以在评价过程中应兼顾两方面的要求。
4 结 语
我国的湿地资源已经面临严重的环境压力和生态风险,湿地生态系统服务作为一种重要的自然资本正在逐渐成为制约区域社会经济发展的瓶颈之一。以湿地管理为导向,以提高湿地生态系统服务对区域可持续发展的支撑能力为目标,针对强烈人为活动干扰下的湿地生态系统展开服务功能评价的具体研究,是当前我国湿地生态系统服务研究领域中最迫切的任务之一,具有重要的现实意义。因此,必须打破服务功能评价研究现状只侧重经济价值估算的单一局面,重点讨论湿地生态系统服务与人类社会经济系统发展之间的动态关系,加强人为活动对服务功能的干扰影响及反馈分析,重视人类社会对湿地服务的需求评价,从干扰和需求两方面建立评价体系,进行多尺度的综合分析,考察服务功能的供需动态平衡。同时在评价过程中体现管理意识,在评价结果与湿地管理之间建立有效联系。湿地生态系统服务在尺度间的协调、服务需求的量化以及服务的供需平衡判断是未来评价研究中的难点,需要在理论和方法论上的补充完善,也需要在具体的研究不断实践,是今后湿地生态系统服务功能评价研究的努力方向。
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生态系统的直接价值范文6
关键词：湖北省；生态系统服务价值；补偿标准
中图分类号：F327 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）10-2710-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.10.063
Abstract： For realizing accurate compensation and determining ecological compensation standards， the service value of products in ecological regions needs to be understood. Based on ecological service value theory and focusing on status of different ecological service products in Hubei province， the ecological service value was measured， for providing guidance for ecological compensation. It concluded that the assessment results of ecosystem service value could be used as the upper limited reference for ecological compensation. In calculating the actual compensation standard， the willingness-to-pay and sharing mechanism in ecological product service regions should be also considered. In Hubei province， the path of combining market mechanism with policies and social governance should be actively explored. Specifically， the ecological compensation mechanism featuring “different categories， regions and grades” should be established to calculate the compensation standard in practice and improve the accuracy of ecological compensation.
Key words： Hubei province； ecosystem service value； compensation standard
1 湖北省生态系统服务价值评估
1.1 湿地生态系统服务价值
为推进最严格水资源管理和节约用水，国家在汉江流域开展了加快实施最严格水资源管理制度试点。其中，汉江流域是全国惟一的试点流域，在襄阳、宜昌、荆门、武汉、鄂州开展了节水型社会建设试点，是全国试点较多的省份[1]。
2013年，湖北省湿地面积共144.5万hm2，其中湿地自然保护区16个，5个是国家级自然保护区；湿地公园62个，其中39个是国家级湿地公园。湖北水生野生动物资源丰富，有鱼类176种、底栖动物86种、浮游生物213种。湿地生态系统服务功能的价值主要由直接使用价值和间接使用价值两部分构成。
湖北省湿地的直接使用价值主要表现为湿地的用途价值，主要包括：①湿地为人类生产、生活提供各种生态产品，如木材、药材、肉类产品、泥炭、砂石、芦苇；②湿地水资源可用于当地居民的生产和生活用水，在丰水期湖泊还是水运的通道和介质；③湿地独特的自然景观成为重要的观光休闲地，为人类提供舒适。具体物质生产的价值量计算结果见表1。
湖北省湿地的间接使用价值表现为它的功能价值，主要包括：①蓄水，调节洪峰，滞后洪水过程，减少洪水造成的财产损失和生命损失；②湿地植物固碳放氧，调节空气中的CO2和O2的平衡；③降解污染物，净化水质；④为生物提供栖息地，保存生物物种资源，以供科学研究，以便将来更好地服务于人类。湖北省湿地提供的各项间接使用价值量见表2。
根据以上估算，湖北省2013年每公顷湿地提供的生态系统产品和生态系统功能的价值总量约为22 961亿元。
湖北省湿地生态补偿量的计算主要包括3个内容：①湿地生态服务价值损失量；②湿地污水治理成本及其相关费用；③人工湿地部分提供的生态服务价值量。运用直接市场价格法、炭税法和造林成本法、疾病费用法等对湖北省湿地的生态补偿量定量评估，结果见表3。
综上，湖北省湿地的生态补偿量是湿地损失的经济价值总量、水体治理费用和人工湿地生态服务价值三者之和。湖北省湿地的生态补偿量约为354.26亿元，其中湿地损失的经济总量是333.56亿元，湿地水体治理费用是20.57亿元，人工湿地的鸟损价值量是1 270万元。
1.2 森林生态系统服务价值
湖北省生态林业建设在全国生态林业体系建设中具有特殊地位。据统计，2013年全省水土流失面积仍有36 903.02 km2，占总土地面积的20.5%。全省水土流失地域广泛，主要集中在鄂西山地的三峡库区、清江流域、丹江库区，以及大别山、幕阜山、桐柏山和大洪山地区。
基于成本和收益角度，进行湖北省生态系统服务价值测算。经济收益包括林产品收益、非林产品收益等。主要根据森林面积分别乘以林产品单位面积的年产价值、非林产品单位面积的年产价值加权得到。从收益角度，通过相同或近似产品法和直接产品评价法得出各地区林业生产总值（表4、表5）。
森林提供的大多数生态服务如水文调节、水土保持和碳汇等具有公共物品的基本属性[2]，根据《中华人民共和国林业行业标准》（LY/T 1712-2008），森林生态收益核算方法见表6。
1）涵养水源。按照总拦蓄水量=（降雨量-蒸发量）×森林拦蓄降水面积计算，其中湖北省森林拦蓄降水面积包括林地、疏林地、灌木林地、未成林造林地和苗圃地，为8 098 500 hm2。根据测定，湖北省境内平均降水量800～600 mm，林区蒸散量占年总降水量的60%。则计算的总拦蓄水量为51.8×109 m3。森林拦蓄水的价值，相当于等容量水库的价值，核算价格用水库拦蓄1 m3水的建造成本。目前，中国单位库容造价为5.48元/m3。因此，湖北省森林拦蓄降水的价值为2 838.64亿元。目前湖北省生活用水的价格1.96元/m3（以武汉市为例），净化水的量为51.8×109 m3，计算的森林净化水质的价值为1 015.28亿元。根据湖北省2014年统计年鉴，湖北省多年平均径流量为6 338亿m3，其中年洪水径流量为1 712亿m3。按照湖北省能够防洪的森林总面积24 405 hm2[1]，土地防洪费20元/m2计算，湖北省防洪的总价值为48.81亿元。综上，湖北省森林生态系统涵养水源的价值至少为3 902.73亿元。
2）保育土壤。依据土壤研究可知，无林地土壤中等程度的年侵蚀深度为15～35 mm，年侵蚀模数为150～350 m3/hm2。本研究以无林地土壤侵蚀模数的年平均值（200 m3/hm2）来估计湖北省减少的土壤侵蚀量。湖北省林业用地的平均收益为500.3元/hm2，森林生态系统的土壤保持量为404.547万hm2。计算得出湖北省减少土地废弃的经济价值约为20.239 5亿元。湖北省因森林防护而减少的土地损失的面积约为22 785.89 hm2，按照平均林地价格2 459.9元/hm2计算，森林减少土地损失的价值为0.560 5亿元。湖北省森林地表层土壤有机质平均含量为3.1%，其中全氮含量平均为0.094%，全磷含量为0.071%，全钾含量为2.9%，总量分布为60 970 t、56 300 t、314 498 t，而尿素、磷酸二铵和氯化钾的市场售价分别为1 900元/t、2 200元/t和1 400元/t。计算可得森林减少的氮、磷、钾养分损失的价值为6.80亿元。综上所述，湖北省森林生态系统保育土壤价值为27.60亿元。
3）固碳供氧。按照碳储量=森林生物量×容积密度×含碳率[2]计算，湖北省森林生物总量约为248.206万t，阔叶林的容积密度约为21.62 t/hm2，针叶林的容积密度约19.31 t/hm2，针阔混交林取两者均值，含碳率取0.5，则湖北省碳储量为7 619.304万t。从而得到CO2量为27万t，处理1 t CO2价格按100元计算，则湖北省森林固碳供氧价值为279.37亿元。
4）净化空气与森林防护。按照净化空气服务价值=林地面积×滞尘能力×单位滞尘价格计算，湖北省森林生态系统主要以阔叶林、针叶林以及针阔混交林为主，面积分别为400 483 hm2， 552 968 hm2， 660 425 hm2。阔叶林的滞尘能力为10.11 t/hm2，针叶林为33.20 t/hm2，针阔混交林的滞尘能力取两者平均值。阻滞降尘的价格采用0.56元/kg计算[3]。因此，湖北省森林生态系统净化空气的服务价值为205.57亿元。
由于缺乏相应的数据，保守的用森林保护稻田天敌的效益代替农业的增产效益，则湖北省每年至少因森林保护引起的农业增产价值为112.61亿元。
5）森林休憩和保护生物多样性。2013年，湖北省行政区域内森林公园接待游客人次达到650万，带来了约6亿元的旅游收入，而创造的社会效益则达到49.77亿元。在此，如果用社会产出代表森林游憩的价值，湖北省森林游憩价值为49.77亿元。森林生物多样性的间接经济价值主要体现为机会成本，2013年湖北省森林生物多样性的间接经济价值约为59.36亿元。
结合上述生态服务价值的计算结果，湖北省2013年森林生态服务价值汇总见表7。
以上以湿地和森林为对象，测算了湖北省主要生态产品提供的生态价值，表明湖北省生态系统提供了极其重要的生态服务功能，特别是水源涵养、生物多样性保护和气候调节的生态服务功能需要被重点保护。
1.3 矿产资源的经济价值和补偿
湖北省矿产资源丰富，种类齐全，主要矿产种类有铁矿、铜矿、磷矿等，2011年湖北省共有铁矿储量6.05亿t，铜矿96.58万t，磷矿7.70亿t。2011年湖北省黑色金属矿、有色金属矿、贵重金属矿、冶金辅助原材料、化工原料非金属矿和其他采矿业创造的产值为172.86亿元，产品销售收入164.00亿元（表8）。以能够创造经济效益的矿种来看，铁矿、钒矿、钛矿、磷矿、盐矿、灰岩矿等湖北省优势矿种2011年销售收入99.16亿元。这些矿山企业是当前征收矿产资源补偿费的重要来源。
根据矿产资源补偿费的计算公式：征收金额=矿产品销售收入×补偿费率×开采回采率系数，补偿费率以2%计算，开采回采率系数需要由地方政府会同地质矿产管理部门根据开采方案进行核算，这里以1来估算，可得铁矿、钒矿、钛矿、磷矿、盐矿、灰岩矿等湖北省优势矿种应征收的矿产资源补偿费为1.98亿元。与同期实收年均1个亿相比，缺口并不大。
自实施《湖北省矿山地质环境恢复治理备用金管理办法》以来，设立了专项经费，累计征收保证金19亿元，为全省矿山地质环境和地质灾害的治理提供了一定的经费来源，但是，目前已经完成的矿山地质环境治理工程仅36项，占全省矿山地质灾害总数的5.48%，恢复治理面积600多hm2，占全省需治理面积的4%左右。在颁布的主体功能区规划中，湖北省将全面推行保证金制度，实施高标准的提取准则。因此，需要更多的配套资金支持上述政策。
2 基于生态服务价值的补偿标准确立――以“南水北调”中线工程为例
湖北省十堰市是“南水北调”工程的核心水源区之一，以汉江、丹江为主要河流，有215条河流的流域面积超过100 km2，21条河流超过1 000 km2，水资源总量超过388亿m3，占全流域比重为66.7%。全流域人均水资源量为3 741 m3/人，高于全国人均水平值[4]。是南水北调中线工程水源供给的强大后盾。受水区为河南、河北、天津和北京4省（市）。
2.1 南水北调中线水源区生态价值
根据谢高地提出的“中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量”[5，6]和研究区单位面积农田食物生产生态服务价值，可得研究区各种土地类型的生态系统服务单位价值。
1）应界定水源区为受水区提供的生态服务种类。只有在扣除林冠截留和林地蒸散后（根据陈东立的研究，林冠截留率的平均值为24.95%[9]，林地蒸散率因计量复杂，暂定为0），其他四类生态系统（森林、草地、农田、湿地）提供的“水源涵养”生态服务才形成了水源区的水资源量，从而通过调水工程使受水区获得清洁水源。
2）确定受水区意愿支付水平。公众对生态系统服务价值的认知水平和意愿支付水平是随着经济社会发展水平和生活水平提高而发展的，它与恩格尔系数（受水区加权平均0.33）有大致的对应关系。
3）确立生态补偿标准中央和地方的分摊机制。根据王国栋[10]的建议，南水北调中线工程中央与地方生态补偿资金分摊比例应确定为4∶6。
2.2 生态补偿上限与实际补偿标准
根据上述调整过程，以2010年得到南水北调中线工程受水区生态补偿上限标准为46.12亿元/年。根据《南水北调中线工程规划（2001年修订）》，中线工程一期工程调水总量为95亿m3，其中河南、河北、天津和北京分别为38亿m3、35亿m3、10亿m3、12亿m3，计算出河南、河北、天津和北京4省（市）生态补偿上限标准的分摊额度分别为11.07亿元/年、10.21亿元/年、2.91亿元/年和3.49亿元/年。
进一步来看，以2010年的现有生态系统土地面积与南水北调中线工程开工前的2002年比较，水源区生态系统服务总价值显著下降，减少了125.38亿元。其中尤以森林生态价值的下降为显著特征（表11）。因此，本研究的结果表明，当前的生态公益林补偿并没有扭转生态效益下降的趋势，原因除了中央财政转移支付的缺口外（2009年中央财政17.88亿元，缺口28亿元），关键是地方政府和农户的积极性不高。在国外的生态补偿实践中，生态补偿标准亦根据当期生态系统服务价值的实际值确定，若水源区当期生态系统服务价值上升，则补偿标准随之上升；若水源区当期生态系统服务价值下降，补偿标准也会下降。可见，适时监测生态系统服务价值的变化量，确立生态补偿标准能提升水源区政府和公众保护生态系统、保护水源的积极性，有利于形成南水北调中线工程生态环境保护的激励机制。
3 结论与启示
要破解湖北省当前生态补偿的现实困境，就必须理清生态补偿核算思路，加快重点领域生态系统服务价值评估进程，明确生态补偿核心任务，确定实现路径，加强平台建设和能力提升，以重点项目为抓手，全面深化湖北省生态补偿机制建设。
有条件的情况下应当成立专门机构，在科学测算生态价值和补偿标准的基础上，提高湖北省南水北调中线工程生态补偿的呼声，积极响应陕西、河南水源地的诉求，吸引国家财政转移支付的倾斜力度。
保护和修复自然生态系统是国家生态文明建设中的重点，湖北省必须尽快推进武陵山和秦巴山生态林（含神农架林区）生态补偿试点，争取纳入国家规划的“笼子”。
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