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生态系统保护的重点范文1
关键词：城市景观保护设计
0引言
城市景观环境，是城市设计中一种表象的物质形式，通过视觉审美而形成。城市景观规划，指的是在一定时期内，实现城市发展相关任务和目标，是整个城市建设的重点部署内容。旨在全方位考察城市内容及其周边的环境，进行可行性分析，然后通过设计以及施工建设来达到提供给居民以理想、安静、舒适等交通居住环境。作为城市的景观设计以及建设，对城市土地综合利用，改善土地相关特有功能，都十分有利。城市景观的保护意义重大，是当前研究的热点之一。
1城市景观保护现状概述
我国经济的腾飞，给城市的发展带来了蓬勃生机，而在城市建设中，相应地面临的困难以及环境问题也日益严峻。比如由于历史、政治以及相关技术的发展，人们思想观念随着历史的河流而相应改变。但是长期的封建思想，使得人们在追求美丽景观的过程，日趋漫长。特别是官僚主意以及暴发户特征意识，导致中国城市的景观缺少人性化考虑，在景观设计中，只是片面追求某种视觉效果，而对于景观给人们带来的其他环境因素，欠缺考虑。在景观改造过程中，没有遵循景观保护原则，严重破坏了自然环境。
所谓城市景观保护设计，必然遵循自然景观的保护，严格意义上来说，就是生态设计。生态型指具有较为完整的生态系统、能够开展适当游憩活动的城市自然遗留地，管理的目标是保护生态系统的完整性，维持生态的稳定性和多样性。生态型城市自然遗留地包含有代表性的生物群落和风景样本，其中的动植物物种、生境和地貌具有保护、教育、游憩和科普的意义。根据管理目的的不同，还可以再分为生态保护型、生态游赏型、生态科普型等。必须保护生态多样性，而生物多样性不是简单的生物个数，而是包含生物基因多样性在内的，具体分为物种以及群落和生态系统等不同。在城市景观设计和建设中，生物多样性，是必须考虑的因素，它们是构成生态环境最为主要的因素之一。可以这么说，城市生态多样性，无论是基因、物种，还是群落及生态系统等，都和城市自然生态环境具有某种和谐的联系。作为人居的环境，它们是人们在生活以及生产中不可缺少的重要组成部分。在城市景观设计中，必须考虑景观设计给生物多样性以及生态环境带来的正面以及负面影响，必须明细景观的设计除了给人带来最大利之外，还不能影响生物多样性原则，不能破坏生态自然环境以及自然遗留地的物种特性。
2城市景观保护设计策略
2.1城市建筑景观保护策略对于建筑景观而言，通常由于历史以及文化等原因，我必须充分考虑其存在的价值。历史建筑作为城市景观保护设计中最为重要的一环，其意义非常重要。通常情况下，建筑具备几个方面的因素，一个是人居因素，一个是时间因素（即历史因素），另一个便是文化因素。无论是名人居住的名人效应，或是历史遗留的历史效应，还是其璀璨的文化效应，都构成了建筑景观的保护与否的影响因子。从这三个方面，进行全面分析，确定其声望值，当声望值超过需要保护的临界值时，必须对建筑景观进行保护设计。
建筑景观的保护设计，必须充分考虑资源的优化利用，在城市整体设计中，资源的合理利用最为重要。作为一个世纪以来的科技和商业发展的结果，城市中心总是处于适应更多用途和人口的压力下，然而许多城市中心却有一种错综复杂的特性，很容易被增长的交通和重建破坏。取代所有旧的事物来满足新的要求会浪费资源，而且很昂贵，这会有效地毁灭一个地区甚至整个城市。不满足今天的需要、不预测明天的需要，可能会成为经济和文化的自毁。我们必须在某处打破平衡。如何做呢？答案可能介乎一座城市和一个社区之间；或者是它们的特性值得保护，或者一种古老的、很受喜爱的形式；又一次，是思想还是艺术品。建造什么，何时何地重建或彻底修改，保留什么以及如何去做，是一个判断力的问题，在实践这种判断时，应该简要地参考别的地方的经验。转2.2生态景观保护设计除了建筑景观的保护设计外，生态景观的保护设计也是城市景观保护设计的重点。因为，作为城市生态系统中的第一生产者——绿色植物，它是城市生态系统中最为主要的纽带，其为城市整个生态系统提供物质循环和能量交换。所以绿色植物的保护设计以及生物多样性设计，是城市生态景观保护设计中的主要内容。植物园以及树木园，作为城市生物多样性的中心，必须全面收集相关植物，重点保护相关等级的生物，必须组建生物基因库以及城市种子库，便于对生物进行离体保存。植物园既是植物资源迁地保护、植物科学研究的基地，也是对公众进行植物科普宣传和教育的基地，在城市生物多样性保护中起着核心作用。笔者认为，植物园、动物园对城市生物多样性的保护起到了一定的作用，但均存在一些限制：①保存超过一定限量的某一物种的遗传多样性标本，在经济上是行不通的；②保护中几乎没有直接的生境敏感反应(habitat．resonsive)发生，所以这种人为控制的种群往往无法适应环境条件的变化；③受到保护的种群其遗传基础似乎很窄小，但又不可能大量收集其个体以使之表现出广泛的基因型；④保护还依赖于政策和资金的持续稳定，但这远没有把握性；⑤在很大程度上将动植物物种与野生的群体和自然环境相隔离，其结果往往是削弱了物种的自然生态习性，在一定程度上降低了物种的遗传多样性，这样并未起到真正保护生物多样性的目的。在城市生态景观保护过程中，充分利用景观规划方法，实现最优化保护效果，这样可以减少植物园以及生态园的数量。
作为生物多样性保护的重要途径，景观规划可以分两种方式来实现。①传统保护模式，即基于物种保护的方法来进行生物多样性保护。②最优化保护模式，即基于生态系统保护的方法来进行生物多样性保护。一般来讲，第一种方法在早前运用的比较广泛，它对于濒临物种，能起到很好的保护效果；而第二种方法是从源头来避免濒临物种的产生，强调的是和谐发展，即全面联合景观系统以及生态系统，让各物种以更好的状态来生活于生态系统中，或适应新的生态系统。从实际效果来说，从物种保护这种单一的保护来看，这种做法有待改进，因为，单一的物种保护只是没有办法之中的办法，充其量只能是事后保护而已，其需要投入大量的人力、物力以及财力，来改善事后的环境，人为地构筑适合物种生产的环境。而生态景观学最优化景观保护是以最优化模型为基础，从事前控制出发，充分考虑生态和谐因素，建立适合物种生物链的生态保护模式，是城市景观保护中可持续设计的重要环节，所以，以第二种保护模式——最优化保护模式，是景观设计的重中之重。
3结语
城市景观保护意义重大，是城市可持续发展的重要手段。只有全面认识当前景观保护形式，从建筑保护到生态保护出发，才能把我国城市景观保护工作提升到一个新的台阶。新晨：
参考文献：
[1]王启照.城市景观设计新思维——可持续发展范式刍议[J].上海商业.2009.（9）.48-50.
生态系统保护的重点范文2
关键词生物多样性自然保护区就地保护
1.前言
一般而言，保护生物多样性的措施分为“就地保护”(insituconservation)和“迁地保护”(exsituconservation)两种方式，前者是主要措施，后者是补充措施。普遍认为，生境的“就地保护”是生物多样性保护最为有力和最为高效的保护方法。就地保护不仅保护了所在生境中的物种个体、种群或群落，而且还维持了所在区域生态系统中能量和物质运动的过程，保证了物种的正常发育与进化过程以及物种与其环境间的生态学过程，并保护了物种在原生环境下的生存能力和种内遗传变异度。因此，就地保护在生态系统、物种和遗传多样性三个水平都是最充分、最有效的保护，它是保护生物多样性最根本的途径。
就地保护措施就是建立自然保护区，通过对自然保护区的建设和有效管理，从而使生物多样性得到切实的人为保护。自然保护区建设在全世界得到普遍的推广，至l993年，全世界已建与生物多样性保护有关的自然保护区8619个，面积达79226.6万hm2，约占全球土地面积的6％[1]。中国自然保护区始于l956年建立的广东鼎湖山自然保护区，经过近40年的努力，全国已建立各种类型的自然保护区763个，总面积6818.4万hm2，约占国土面积的6.8％[2]，其中，与保护生物多样性有关的生态系统类和野生生物物种类自然保护区717个，面积6607万hm2。中国自然保护区建设对生态系统多样性、物种多样性和遗传多样性的保护发挥了巨大的作用。
2.中国自然生态系统的保护现状与评价
中国自然生态系统分为森林、草原与草甸、荒漠、内陆湿地和水域、海洋和海岸等5个类型[3]，已建自然生态系统类自然保护区共433个，面积4703万hm2。
2.1森林生态系统的保护
森林生态系统是陆地上生物多样性最为丰富的生态系统。中国地域辽阔，森林类型很多，分布很广，森林面积13370万hm2。据研究，我国陆地生态系统共分27大类460个类型，而森林生态系统就占了16大类，约185个类型[4]。我国森林生态系统的保护工作开展最早，50年代和60年代建立的自然保护区多半是森林生态系统类型。至1993年底，全国共建立森林生态系统类型自然保护区371处，面积1429万hm2；另建有森林生境野生动、植物物种类型自然保护区l80个，面积337.8万hm2。两者面积合计1766.8万hm2，占全国森林总面积的13.3％。森林生态系统类型保护区的建立不仅有效地保护了大量的森林资源，更重要的是保护了各种具有典型性和代表性的森林生态系统，在科学研究和改善生态环境方面具有极其重要的作用。我国已建的森林类型保护区不仅数量较多，为全国自然保护区主体；而且分布较广，遍布全国所有林区和生物地理区域，代表着各种森林植被类型。比较典型和重要的有：保护寒温带针叶林的黑龙江呼中保护区；保护温带针叶、落叶阔叶混交林的黑龙江丰林、凉水保护区，保护暖温带落叶阔叶林的辽宁白石砬子、医巫闾山，河北雾灵山，河南老君山等保护区；保护亚热带落叶、常绿阔叶林的河南鸡公山、安徽马宗岭等保护区；保护亚热带常绿阔叶林的安徽古牛降、清凉峰，福建梅花山，江西井冈山，湖南公山、壶瓶山，广东鼎湖山，广西大明山，四川缙云山，云南哀牢山，察隅等保护区；保护热带雨林、季雨林的云南西双版纳，海南尖峰岭、白水岭、五指山等保护区。此外，我国还建立了一批保护山地森林垂直分布带谱的保护区，如吉林长白山、陕西太白山、湖北神农架、贵州梵净山、云南高黎贡山、哈巴雪山等自然保护区。我国森林类型自然保护区已初步形成全国性网络，具有一定的基础，但与我国森林资源和森林生态系统多样性保护的要求相比，尚有一定差距，虽然自然保护区面积已占森林面积的13.92%，但与我国林业用地面积相比，仅占林业用地面积的6.72％。在保护区分布方面也尚有不合理的地方，如亚热带常绿阔叶林分布比较集中的福建、湖北、浙江、广东等省，自然保护区面积与其森林资源拥有量还不相适应，有待加强。此外，大兴安岭林区和黄土高原、太行山地区水源涵养林区的自然保护区建设也有一定差距。
2.2草原与草旬生态系统的保护
我国草原资源十分丰富，现有草地约17300万hm2，占国土面积18％[5]，主要分布在东北西部、内蒙古、黄土高原北部、西北地区以及青藏高原。草原类型主要有典型草原、草甸草原、荒漠草原和高寒草原4大类。我国草原和草甸自然保护区建设起步较晚，发展也较缓慢。至1993年底，全国共建立草原与草甸生态系统类型自然保护区14个，面积137.8万hm2;另建有草地生境野生动、植物物种类型自然保护区2个，面积4.4万hm2。两者面积共计142.2万hm2，约占我国草地面积的0.82％。其中比较典型和重要的有：保护草甸草原的黑龙江月牙湖、吉林腰井子等保护区，保护典型草原、草甸草原和沙地疏林草原的内蒙古锡林郭勒保护区；保护干草原生态系统的宁夏云雾山草地保护区；保护山地草原和草甸的新疆天山中部巩乃斯草甸、金塔斯山地草原等保护区。我国拥有广大面积的干旱和半干旱地区，草原与草甸生态系统类型众多，并孕育了比较丰富的生物多样性。然而，已建的草原与草甸生态系统类型保护区不仅数量偏少(仅占保护区总数的2%)，而且面积也很有限(亦仅占保护区总面积的2%），有些典型的草原和草甸生态系统至今尚没有建立自然保护区。另外，从草地资源保护的角度看，现有保护区也远远不能满足我国草地资源保护与持续利用的要求。
2.3荒漠生态系统的保护
我国荒漠面积约192OO万hm2，占国土面积的30%左右[6]，主要分布在西北内陆地区和青藏高原。主要类型有草地荒漠、典型荒漠、极旱荒漠以及高寒荒漠。我国荒漠生态系统类型自然保护区建设始于1983年建立的新疆阿尔金山自然保护区，到1993年底，全国共建立此类型自然保护区7个，面积3006.7万hm2；另建有荒漠生境野生动、植物物种类型自然保护区7个，面积560.2万hm2。两者面积总计3566.9万hm2，占我国荒漠总面积的l8.58%。其中比较典型和重要的有：保护原始高寒荒漠生态系统和珍稀野生动物的新疆阿尔金山自然保护区；保护高寒荒漠、高寒草甸和珍稀野生动物的羌塘保护区；保护极旱荒漠生态系统的甘肃安西自然保护区，等等。我国已建的荒漠生态系统类型自然保护区虽然数量不多，仅占保护区总数的1％，但面积很大，占全国自然保护区总面积的45％。这些保护区的建立对维持和改善我国西北地区的自然环境、保护野生动物和植被资源具有十分重要的作用。由于荒漠地区自然条件恶劣，荒漠生态系统十分脆弱，一旦破坏，很难恢复，特别是西北地区将是21世纪我国能源和经济建设的重点区域，因而当前更要注重荒漠类型保护区的建设，尽可能多地划定一些保护区。另外，由于荒漠保护区面积大，难以封闭管理，因而要采取特别措施，加强对已建保护区的管理，禁止在保护区乱捕滥挖野生动、植物资源，特别要阻止保护区内非法采矿活动。
2.4内陆温地和水域生态系统的保护
内陆湿地和水域包括湖泊、河流和沼泽。我国湖泊、河流众多，主要分布在长江中下游平原、东北三江平原、青藏高原、蒙新地区和云贵高原；沼泽主要分布在东北山地、三江平原和川西若尔盖高原等。内陆湿地和水域总面积3800万hm2，占国土面积的4％。我国内陆湿地和水域生态系统类型自然保护区的建设始于70年代后期，目前已建自然保护区16个，面积91.6万hm2；另建有内陆湿地和水域生境的珍禽、候鸟、水生野生动植物类型自然保护区64个，面积675.4万hm2。两者面积合计767万hm2，约占我国内陆湿地和水域总面积的20％。其中，比较典型和重要的保护区有：保护原始沼泽生态系统及珍禽的黑龙江洪河保护区；保护高原湿地的贵州草海保护区；保护湖泊生态系统和珍禽的内蒙古达赉湖、吉林查干湖、云南茨碧湖、泸沽湖等保护区；保护河流生态系统的海南文澜江、四川通江诺水河等保护区。湿地生态系统具有滞纳洪水、抗旱排涝、净化水质和调节气候等功能，并且还是许多珍禽和水生野生动植物的重要栖息与繁衍场所。但湿地生态系统也具有脆弱易变的特点，易受自然条件制约和污染影响。目前，由于乡镇工业污染日益严重，许多湖泊和河流都受到不同程度的污染，甚至影响到人体健康。因此，应加强湿地生态系统保护区的建设，而目前湿地类型保护区的数量和面积都偏少。我国河湖众多，类型丰富，流域面积在100km2以上的河流有5万多条，面积在1km2以上的天然湖泊有2800多个，此类型保护区的发展潜力很大。
2.5海洋和海岸生态系统的保护
我国濒临太平洋，拥有丰富的海洋资源，近海水域纵跨暖温带、亚热带和热带，有渤海、黄海、东海和南海四大海区。面积达470多万km2。大陆岸线长达1.8万余km，近海有5100多个岛屿。我国近海因地域差异形成许多不同类型的生态系统，如河口、港湾、红树林、珊瑚礁、岛屿和海流等多种生态系统类型。到1993年底，我国已建立海洋和海岸生态系统类型自然保护区25个，面积37.8万hm2；另建有海洋野生动、植物物种类型自然保护区31个，面积336.3万hm2。两者面积374.1万hm2，分布于从鸭绿江口到北仑河口的海岸沿线和近海海域。其中，比较典型和重要的保护区有：保护珊瑚礁生态系统的海南三亚、临高角等保护区；保护红树林生态系统的海南东寨港、青澜港，广东内伶仃岛——福田，广西山口、北仓河口、福建龙海等红树保护区；保护海涂湿地等保护区；保护岛屿生态系统的海南万宁大洲岛、浙江南麓列岛等保护区。我国是一个海洋大国，近海海域面积相当于陆地面积的l/2，随着海洋国土意识的不断加强，对海洋资源的开发利用将逐年增加，海洋环境的污染也日益加剧。与其要求相比，海洋和海岸生态系统类型自然保护区建设存在较大差距，无论在数量上还是在面积上都有待于进一步发展。
3.中国野生生物物种的保护现状与评价
中国是世界上物种资源最丰富的国家之一，动植物种类约占全球动植物区系的10％左右。由于我国特殊的地理环境和气候条件，特别是自第三纪后期以来，我国大部分地区未受冰川覆盖的影响，保存了许多在北半球其它地区早已灭绝的古老孑遗种类，特有种、属也很丰富。加强中国野生生物资源的就地保护将对全球生物多样性保护作出巨大贡献。我国野生生物自然保护区建设始于60年代，在80年代得到充分发展。至1993年底，全国共建立野生生物类自然保护区284个，面积1904.1万hm2。国务院公布的《国家重点保护野生动物名录》中257个动物种和类群以及国务院环委会公布的《国家重点保护野生植物名录》中354个植物种的大多数都已得到有效的就地保护。
3.1野生动物的就地保护
在284个野生生物类保护区中，有214个为野生动物类型，面积1800.l万hm2。其中：——保护陆栖哺乳动物的代表性保护区有：保护大熊猫的四川卧龙、唐家河，甘肃白水江、陕西佛坪等16个保护区；保护金丝猴的陕西周至、芒康等保护区；保护东北虎的黑龙江七星粒子保护区；保护亚洲象的云南南滚河保护区；保护长臂猿的海南坝王岭保护区；以及陕西牛背梁羚牛保护区，海南大田坡鹿保护区等。
——保护水生哺乳动物的代表性保护区有：湖北长江新螺段和天鹅洲两白暨豚保护区；广西合浦儒艮保护区；新疆布尔根河狸保护区；辽宁大连斑海豹保护区等。
——保护以爬行动物和两栖动物的代表性保护区有：浙江尹家边扬子鳄保护区；广东惠东海龟保护区；新疆霍城四爪陆龟保护区；江西潦河大鲵保护区；辽宁蛇岛保护区等。
——保护珍禽及候鸟的代表性保护区有：黑龙江扎龙、吉林向海、辽宁双台河口、江苏盐城、申扎、云南会泽、甘肃尕海等鹤类保护区；山西运城、山东荣城、新疆巴音布鲁克等天鹅保护区；山西庞泉沟、芦芽山等褐马鸡保护区；陕西洋县朱鹮保护区；江西鄱阳湖、青海青海湖鸟岛、内蒙古达里诺尔、甘肃苏干湖等侯鸟保护区。
——保护珍稀鱼类和其它珍贵水产资源的代表性保护区有：黑龙江呼玛河、逊别拉河保护区；福建宫井洋大黄鱼、长乐海蚌保护区；辽宁三山岛海珍品保护区；广东海康白蝶贝和海南临高白蝶贝保护区；等等。我国野生动物资源就地保护已取得很大成就。但仍有相当数量的野生动物种处于濒临灭绝的危险之中，如华南虎、东北虎、白颊长臂猿、白掌长臂猿、朱鹮、赤鹤等种群数量均在100只以下。而且以往的保护主要集中在珍稀濒危动物种，而忽略了一些常见野生动物种的保护，继而使这些种类也走向濒危，如黄羊、狼、黑熊等。另外，以往的保护偏重于脊椎动物，特别是大型哺乳动物，而忽视了无脊椎动物，如昆虫、贝类的保护。对水生动物的保护也重视不够，这些物种都是生物多样性的重要组成部分，应该得到重视。
3.2野生植物的就地保护
我国已建立野生植物类型自然保护区70个，面积104万hm2。其中：
——保护珍稀濒危植物的代表性保护区有：保护原始水杉林的湖北利川、湖南洛塔保护区；保护洪桐的湖北星斗山保护区；保护银杉的广西花坪等保护区；保护桫椤的贵州赤水、四川金花、邻水等保护区；保护金花茶的广西防城上岳保护区；保护苏铁的四川攀枝花、云南普渡河保护区；等等。
——保护珍贵用材树种的代表性保护区有：吉林白河长白松保护区；福建罗卜岩楠木保护区；福建三明格氏栲保护区；等等。
——保护珍贵药用植物的代表性保护区有：黑龙江五马沙驼药材保护区；广西龙虎山药材保护区；等等。虽然绝大多数国家重点保护植物已在自然保护区得到保护，但由于有些物种种群不集中，在保护区内的种群量比较有限，而种群的相当部分散生在保护区之外，这些种群极易遭受威胁，应以建立自然保护点的方式加强对保护区外种群的就地保护。有些经济药材植物极易遭受人为破坏，即使在保护区内，也遭到偷采偷挖，如人参、杜仲、天麻等植物，对此，需要采取特别的保护措施。此外，以往的植物就地保护比较偏重于大型木本植物，常常忽视对草本及灌木植物的保护，而草本植物往往因生活强度弱，对环境改变特别敏感，常因人类影响而更易走向灭绝。在今后的保护区发展规划中，应注意这些方面。
4.中国遗传资源的就地保护
遗传资源是指驯化家畜动物、栽培作物的品种资源及其野生亲缘种。我国农业历史悠久，遗传资源极其丰富。随着外来品种的引进、推广和高产品种的种子专业化生产，使家畜和作物的遗传多样性发生深刻的变化，我国特有的一些地方性古老、土著品种已逐渐消失。随着自然生境的不断缩小，一批农作物野生亲缘种正遭受生存威胁，有些已经消失。这些野生亲缘种对改良作物品质具有不可代替的作用，应当得到有效的就地保护。在我国已建的自然保护区中，以遗传资源为主要保护对象的不多，主要有：保护栽培果树野生亲缘种的新疆巩留野核桃保护区、塔域巴旦杏保护区等；保护野生花卉资源的湖北保康野生腊梅保护区、黑龙江老山头荷花保护区等；保护淡水鱼类种质资源的江西鄱阳湖鲤鲫鱼产卵地保护区等。遗传资源保护是生物多样性保护的一个重要方面，受到国际社会的日益关注。中国是世界作物的重要起源中心之一，据统计，在我国栽培的600多种作物中有237种起源于本国。而我国在遗传资源就地保护方面差距较大，甚至尚未起步，很多工作有待于开展。例如，我国是水稻的起源地之一，分布有3种野生稻，但至今尚未建立野生稻生境自然保护区，随着农业开发，野生稻生境将日益缩小，不久将会消失，造成重大经济损失。遗传多样性的保护与利用已成为国际性关注的热点，在联合国《生物多样性公约》中，遗传资源的保护与利用是一项关健内容，涉及到国家的利益。因此，加强遗传资源的保护是生物多样性保护的战略问题，应给予特别的重视，在自然保护区规划中，应十分重视遗传多样性的就地保护，力争多建立一些保护区。
5.结语
我国生物多样性就地保护已取得很大成就，但与国际先进水平相比还有一定距离。随着《生物多样性公约》的生效和实施，对生物多样性的就地保护将提出越来越高的要求，中国是该《公约》的缔约国之一。我国政府已将生物多样性保护列为90年代和21世纪环境保护工作重点，制定并公布了《中国生物多样性保护行动计划》，在《中国21世纪议程》中也将生物多样性保护列为重点项目。为了切实加强生物多样性的就地保护，国家计委已委托国家环保局编制《1994-205O年中国自然保护区发展规划》。该规划目标在2000年，全国自然保护区总面积达国土面积10％；到2050年达国土面积l5％。然而，真正实现此项宏伟目标还须付诸十分艰巨的努力。
参考文献
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生态系统保护的重点范文3
关键词生态系统服务；生态补偿；社会生态系统
中图分类号F205；X22文献标识码A文章编号1002-2104（2017）03-0130-08doi：10.3969/j.issn.1002-2104.2017.03.016
随着全球经济的迅速发展，各类生态系统受到了严重的损害，草地、森林、农田、河流和湖泊等人类赖以生存的生态系统均受到破坏，生物多样性明显下降，温室气体也在全球尺度上产生越来越广泛的影响。国际社会对生态系统保护的重视日益增强，经济手段成为解决生态与社会两个系统之间矛盾的重要途径。生态补偿正是在此背景下产生，在近十几年的时间内被迅速用于全球范围内。中国也正在逐步建立生态补偿机制，对生态保护起到了重要的作用。但生态补偿理论的相关研究在中国远落后于实践，这也是生态补偿效果未达到预期的重要原因之一。
1生态补偿的发展与构建过程
国外相关研究中，生态补偿通常用Payment for Ecosystem Services（简称PES）一词，或者Payment for Environmental Services（简称为PES），即生态系统/环境服务付费，其中前者的运用更为广泛。本文为与中国政策语境一致，均采用“生态补偿”一词。总体来看，生态补偿理论的发展与构建过程是基于以下三个阶段：即生态系统服务概念的提出，生态系统服务价值评估方法的建立，以及生态系统服务市场机制的构建。
生态系统服务（Ecosystem Services， ESs）的概念最早产生于上世纪70年代，其最初的目的是将生态系统功能构建为人类可获益的服务，从而引起公众对于生态系统及生物多样性保护的关注[1]。生态系统服务概念的提出，将不同尺度的社会系统与生态系统连接起来，并且强调了社会系统对生态系统的依赖性。在这一阶段，生态系统服务的概念仅是用于更加形象地表征生态系统功能，而并没有在生态保护的实践领域内起到重要的影响[2]。
从20世纪末期开始，尤其是Costanza等人[3]在Nature杂志上的文章首次评估了全球生态系统服务价值，将生态系统服务的价值评估研究推向生态经济学研究的前沿，起到了里程碑的意义。随后的千年生态系统评估[4]、基于各国和各类生态系统的生态服务经济价值评估[5-6]，使生态系统的价值越来越多地以货币的形式体现在公众面前。生态系统功能非市场价值的货币化表示，引起了政策制订者对生态保护的极大关注，也为生态补偿在实际中的应用奠定了基础。
2000年之后，在生态系统服务价值评估的基础上，生态补偿迅速成为生态系统及生物多样性保护的主要手段[7]。生态补偿的逻辑是，在明晰产权的基础上，通过市场机制将生态系统服务货币化体现出来，可以促使资源使用者形成保护生态的激励和行为[8-9]。从理论上讲，生态补偿被当做是一种保护生态系统的正面激励机制，通过生态系统服务的受益者向提供者支付费用，既能够鼓励资源使用者主动保护生态环境，同时社会整体所获得的生态服务价值高于支付费用，因此政策实施具有成本效益[9-10]。
范明明等：生态补偿理论研究进展及争论中国人口・资源与环境2017年第3期鉴于在理论分析上的诸多优势，生态补偿已经成为保护或者恢复生态系统功能的主要政策手段，被应用于森林生态系统服务、碳汇、生物多样性保护、流域生态系统服务等众多领域[11]。如哥斯达黎加的森林生态服务补偿体系、美洲国家的森林碳汇补偿体系、美国的流域生态补偿等[12-18]。综上所述，可以将生态补偿的发展过程总结为：通过生态系统服务的概念重构人和自然之间的关系，以货币化的衡量方式在社会活动中体现生态系统的价值，并最终将其纳入到社会经济系统之中作为生态或者经济政策决策的依据。
2生态补偿的概念及理论研究点
2.1生态补偿的概念
Wunder提出了生态补偿的经典概念，即“生态补偿是建立在某一清晰界定的生态系统服务的基础上，提供者和买者之间的自由交易，它包括五个方面：①自愿交易；②对生态系统服务有清晰的定义；③存在至少一个买家；④存在至少一个生态系统服务提供者；⑤生态系统服务的有效提供”[8]。这一定义基于科斯经济学的基本理论解决外部性问题，强调了生态补偿的市场激励，生态系统服务的提供者和购买者之间进行自愿交易[9]。
然而在实际操作过程之中，学者们发现Wunder所定义的纯粹市场机制过于理想，由于生态系统服务的外部性、生态过程及社会过程的复杂性，对于大多数的生态服务来说并不存在这样一个纯粹的市场[19-20]。从生态系统服务生产的角度，由于气候、环境、人为干扰等多方面的作用，生态系统服务的提供具有很强的时空异质性和动态变化性，很难像其他商品一样保证稳定的供应[21]；从生态系统服务购买的角度，只有少数类似CDM（Clean Development Mechanism，清洁发展机制）项目的交易受益者是直接的购买者，而如生物多样性、气候调节等服务，受益者往往数量众多，因此只能是政府或者一些机构组织成为唯一的购买者[9，19，22]；从价格形成的角度，生态系统服务的价格并不能由经典经济学的供给和需求来决定，而很大程度上受到政策、财政、政治等方面的影响[23]。Muradian[24]从激励机制、交易方式和生态服务的类型等三个方面对概念提出质疑，并重新定义：“在自然资源的管理过程中，为了使个人/集体的土地利用决策与社会利益达到一致，而在社会成员之间所进行的资源分配”。这一定义更加强调生态系统的可持续以及资源的正义分配，而不是将经济激励放在首位[10]。Vatn从制度的角度进行分析，认为生态补偿虽然试图建立一种纯粹的市场机制，但是事实表明在此过程中，具体实施更加依赖社区或者国家的参与[25]。而在我国，一般将生态补偿定义为是以保护和可持续利用生态系统服务为目的，以经济手段为主调节相关者利益关系的制度安排[26]。
虽然各方学者对定义的侧重点有所不同，但是对于生态补偿的设计来说，可以总结为以下三个方面内容：①目标确定：所需的生态系统服务，即对于购买者/提供者来说，购买/提供的对象是清晰的；②利益相关者的确定：通过生态系统服务外部性的影响范围，确定参与的利益相关者，即生态系统服务的提供者和购买者；③实现途径：在生态系统服务提供者与购买者之间进行利益分配。
2.2生态补偿的理论研究点
现有生态补偿的主要研究热点包括生态补偿的标准、补偿过程中的交易成本、成本有效性与公平、可持续性等方面。
生态补偿的标准是生态补偿需要解决的基础问题，根据Wunder等人对于生态补偿的分析，当补偿的金额大于生态系统服务提供者的机会成本，小于生态系统服务本身的价值时，则可以同时对于购买者和提供者形成有效的激励[8-9]。目前有关生态补偿标准的讨论主要集中在两个方面，一个是机会成本的确定，另一个是生态系统服务的价值评估。关于机会成本，补偿对象异质性及买卖双方的信息不对称两个问题，使得生态补偿的标准往往不能体现公平与效率[27-28]。但由于机会成本的核算更为简便，目前绝大多数的生态补偿标准都属于基于机会成本的补偿，如尼加拉瓜草牧生态系统补偿依据最佳土地利用价值作为标准[29]，哥斯达黎加生态补偿项目用造林的机会成本作为标准[30]，我国的草场生态补偿政策则利用牧户的放牧损失作为标准。而对于生态系统服务的价值评估，目前的研究方法包括基于供求关系的直接市场法、替代市场法和假想市场法等[31-32]。
交易成本是生态补偿实践过程中需要考虑的核心问题，很大程度上决定了项目设计能否有效进行。在很多发展中国家，缺乏完整制度框架、明晰产权安排和利益分配机制是生态补偿机制面临的主要问题[33]。在这种情况下，如何降低政策执行过程中的交易成本需要重点考虑，研究表明在这些地区更多地依赖于社区参与和集体行动才能降低交易成本[24-25]。因此，当社区层面被包含在生态系统服务提供者中时，生态补偿建立时的交易成本以及监督执行成本都能够得到有效的降低[34]。
成本有效性是政策开发和运用的重要标准，生态补偿政策作为全球性的环境政策工具，目的在于在资金约束条件下获取最大的h境收益/效益。成本有效性的研究需要明确两个方面，即生态系统服务的清晰定义以及生态系统服务的价值评估标准[35]。首先，生态系统服务在很多项目中难以明确定义，很多实践过程中采用土地利用方式的变化等同为生态系统服务的提供，导致理论的计算结果往往与实际保护效果相去甚远[35-36]。与此同时，目前缺乏对生态系统服务的合理的核算与评估标准，因此导致补偿资金使用效率难以衡量，进而影响通过市场手段首先生态系统服务的有效供给[28]。公平往往与上述的成本有效性同时成为研究学者的关注目标，尤其是生态补偿项目通常发生在发展相对落后的地区， 在相关的研究中更加强调在公平前提下的成本有效性[37-38]。
能否通过生态补偿实现生态系统服务的长期有效供给是很多实践项目中面临的主要问题。生态补偿政策的可持续性主要受到几个方面的影响：①生态补偿项目的实施与生态效果之间的关系，如果在项目期内没有实现生态系统的改善或者效果不佳，那么从购买者角度则不愿意进行继续支付[39]；②生态补偿的实施方式，基于个体的补偿方式往往具有较低的交易成本和项目初期较高的接受程度，但是基于当地社区组织能力建设的生态补偿，更容易得到本地居民的广泛理解和支持，形成保护生态的长效机制，提升补偿计划的可持续性[9-10]；③是否具有可替代性的生活方式或者资源，以保障当补偿项目停止的时候，资源使用者会不会回归到原有的资源使用方式上[40-41]。
3对生态补偿的理论争议
虽然生态补偿的逻辑简单清晰，并且相比以往的生态保护手段，生态补偿有诸多优点：在制度设计上更加简单；对于购买者经济上更加有效；对于生态系统服务的提供者来说，增加现金流，生计方式多样化；可以为生态保护提供更多的资金来源[42]。但是，不少研究学者指出，正是因为这种处理社会和生态之间矛盾的简单化逻辑，生态补偿很多情况下并不能激励或者产生保护生态的行为，反而会对生态系统以及资源使用者造成更多的负面影响。从生态补偿的发展过程来看，生态系统服务概念的提出、生态系统服务的货币化价值评估以及生态补偿的具体实践中，都反映出如何理解社会和生态二者之间的关系，这种对于社会和生态系统关系的假设前提越来越受到众多学者的质疑。本文总结了对生态补偿质疑的相关观点，并将其总结为如下几点。
3.1生态系统服务与生态系统功能的区别
针对“生态系统服务”，一些学者认为这是一个“以人类为中心”的概念，忽略了其他非人类所需的生态系统功能，在生态补偿项目中往往要求明确的生态系统服务，这会使生态系统面临潜在的风险[43]。生态系统服务的产生最初是为了强调人类社会对生态系统的依赖性，生态系统服务往往是利于人类、积极的、正面的，但是实际上，洪水、疾病、火烧等对于生态系统功能的维持具有重要作用，而往往不纳入“生态系统服务”的范畴内。因此，在生态系统服务的概念之中，社会和生态系统之间大多数情况还是一种利用与被利用的关系，一方面可以被人类利用的被称之为“服务”，另一方面这种服务会因为人类的利用而受到损害。
正如Boyd所说，生态系统服务是受益依赖的（benefit dependent），人们对受益的偏好决定生系统态服务的范围[43]。比如，一条河流即可以提供清洁的水源，也可以作为游憩的场所，还可以作为水电能源的来源，这些都是对人类有益的服务功能，而最终如何管理这条河流取决于人们更偏好哪一种服务。而不同的管理方式对生态系统所造成的影响显然是不同的。因此，生态系统服务并不是生态系统状态的客观体现，二者之间也没有直接的因果关系。但是，在生态补偿理论和应用的发展过程中，生态系统服务逐渐成为整个生态系统评价的指标，即生态系统服务的提供越多代表生态系统状态越理想。因此，当用经济手段激励仅人类所需的“生态系统服务”时，实际是在试图对有限的变量的控制来为人类提供稳定的服务[23]。
然而，成功控制单一变量极有可能导致系统在其它时空尺度变量的变化，从而对生态系统其它非人类需要的生态系统功能造成破坏[44]，以下一些案例也说明了追求单一或者某种生态系统服务对生态系统的影响。Peterson 等人通过模型模拟湖泊管理的时候发现，以淡水输出、灌溉、娱乐等生态服务为目标的管理模式，最终会导致该湖泊生态系统的崩溃[45]。再比如，在强调某些生态系统的碳汇功能时，人们将固碳能力强的单一物种取代了原有的生物多样性，虽然提高了碳汇的服务功能，但却不利于整体系统的持续[46]。
3.2生态系统服务商品化对生态系统功能存在损害风险
在如何体现生态系统对于社会系统的贡献方面，将生态系统服务进行了货币化的衡量，并以此为依据进行社会决策。但与此同时，生态补偿将生态系统服务简化为单一的货币化价值，进行物质化、商品化的交易，忽略了生产生态系统服务的基础――生态系统功能，有可能造成生态系统功能的损害和生物多样性的丧失[19，47-50]。
以生态服务作为商品进行交换的模式，是一种“通过买卖进行保护”的逻辑，这并不能触碰到生态问题产生的本质。目前，生态环境的破坏很大程度上是由于经济全球化对于货币资本积累的崇拜，以至于忽略了生态系统中其他非货币化的价值所导致的[50-51]。因此，将生态服务作为商品进行交易的时候，难免又陷入到资本积累的怪圈中，用货币去衡量生态系统服务的最大化生产，会造成新一轮的生态系统功能失衡[48]。
Peterson等人[48]从马克思的政治经济学角度，深入分析了生态系统服务的商品化有可能造成对生态系统功能的破坏。马克思指出市场价格掩盖了劳动力以及其他资源对于商品的贡献。与此类似，当生态系统服务作为商品时，生态系统中的生物因素就成为了劳动力。正如市场中的其他商品，生产的逻辑会掩盖“生态系统工人和原材料的痕迹，对“生态系统工人”的忽视，以及用货币对其进行替代，与生态系统服务重构生态系统功能和生物多样性的初衷背道而驰。
生态系统服务的商品化过程简化了生态系统的内部组分和生态过程的复杂性，这种建立在不完全信息上的保护方式并不能达到目的[19]。在生态补偿的实施过程中，一般以对自然资源（或者土地）的产权明晰为前提[25]，以便生态服务提供者和受益者之间的交易。从生态系统的角度，这N产权上的明晰将生态系统的功能和过程分割成了不同的交易单元，忽略了某一单元内的生态功能或者过程是依赖于其他单元实现的，人为的物理意义上的分割有可能增强某一种生态系统服务的供给，但是却损害了生态系统的整体性[47]。如在欧盟的农业环境计划中，将农场主作为公共物品的提供者进行补偿，以此来保护生物多样性，但是基于农场尺度的个体补偿，并没有实现在将景观作为整体进行管理， 因此一些学者提出了“聚集奖励（Agglomeration bonus）”的方式寻求重新整合个体牧场主的途径[52-53]。
3.3经济激励对个体内在保护机制的“挤出/挤入效应”
生态补偿试图通过经济激励的方式，使社会群体产生保护生态或者停止生态破坏的行为，但是基于市场机制的经济激励所造成的社会结果是复杂的，尤其对于一些依赖自然资源生存的社区，外部经济激励可能对原有内在的保护和利用机制造成“挤出效应”，影响生态保护的效果[20，23，49，54-57]。在长期依赖自然资源为生的社区，其内部所形成的社会规范、宗教文化、制度安排等均与资源的保护和利用密切相关，一些案例研究也证实这些内在的正式与非正式的规则使得这些地区避免了公地悲剧，保持了生态系统的长期可持续性[58]。
根据保护动机内在性的强弱和收益特点，Reeson等人将公共物品或者服务的提供动机分为纯粹的利他主义、一般的利他主义、公平和信任、他人的认可、互惠、正式激励，并通过实验模拟的方式验证了在已存在内在保护动机的人群中增加外部经济激励，存在挤出内部机制的效应，对生态保护产生长期的负面影响（见图1）[54]。Bowles 等人通过经济学实验的方式也证明了这一观点：市场机制鼓励竞争与个人主义，这种基于市场逻辑的制度能够塑造人的意识形态、价值观和行为方式，从而可能会破坏先前基于道德、文化、合作、互惠、社会关系的保护意愿等[55]。内在机制嵌套在群体的社会生活中，具有持久性和自我约束能力，而现行的生态补偿激励往往来自于社区外部，如政府、组织或者私人企业等，“挤出效应”会使得外部经济激励停止时，生态保护的行动无以为继，形成“no pay， no care”的现象[57]。有的学者也将其称为“补偿逻辑的困境”，即只有当补偿金额越来越多的时候，保护生态并提供生态系统服务的行为才会持续[20]。
此外，将生态系统服务货币化并进行交易的过程，会形成复杂的社会响应，利益群体对于收益、公平、权力的感知变化会对生态保护的效果产生显著的影响[47]。在生态服务的价格制定、交易等过程中，一般生态服务的购买者（企业、组织或者政府）具有绝对优势的信息和话语权。在这种情况下所形成的补偿机制，会使生态服务的提供者产生抵抗、消极、愤怒、质疑等不确定的反应，导致不理想的生态保护效果。
4研究评述
生态补偿的理论研究热点主要侧重在生态补偿的实
施层面，如补偿标准如何确定、政策成本效益等。对于理论层面的争议，本文认为无论是社会系统还是生态系统，生态补偿在设计与实施的过程中需要了解目标系统的复杂性，并且意识到生态补偿机制其简单逻辑背后的复杂社会生态系统关系。
生态补偿的有效实施有赖于两个层面问题的解决，首先是生态系统服务的生产问题，其次是生态系统服务的提供问题。第一个问题的解决，源于资源利用社区（通常是生态系统服务补偿对象）与生态系统之间的关系，取决于其内在的作用机制，这里我们称之为生态补偿需要解决的“一阶问题”。第二个层面的问题，需要进一步处理资源利用社区和外部社会之间的关系，即通过怎样的外部干预可以促使社区保持某种理想的利用资源的状态，这里称之为“二阶问题”。因此，生态补偿政策应该首先理解社会生态系统的内部作用机制，即目标社会生态系统如何产生所需的服务，然后通过外部经济激励的政策设计保持这种理想的状态，即解决二阶问题。但是，从目前生态补偿的研究热点来看，更多的学者关注的是二阶问题的解决方案，如补偿标准的确定，生态补偿成本效益等问题，而很少讨论其一阶问题。
生态补偿作为一种解决外部性的手段，经常会将外部性的解决转化为一种简单化的外部干预，尤其是当政府作为补偿方和资本相结合时，这种外部干预的弊端就会更加显著，其结果就是忽视目标社会生态系统的复杂性与差异性[59]。这种不当外部干预通常的表现是采取“一刀切”的做法处理纷繁复杂的社会和生态问题，而缺乏对内部资源使用者、生态过程及其相互作用关系的剖析。因此，生态补偿的目标虽然是通过经济手段激励资源使用者的保护行为，但是实际上却往往因为这种外部不当干预的视角，导致目标系统不能够被完全理解，如上文提及的补偿标准、补偿方式、补偿时限和范围等等一般均由政府决定，补偿对象的参与程度很低[19，22，24]。其结果通常是将目标系统内的关系和相互作用简单化，并可能导致与预期相反的效果[60]。
此外，现有关于生态补偿的争议一般局限在单纯的社会系统或者单纯的生态系统的讨论中，而缺乏将二者作为整体进行考虑。一直以来生态系统服务一般被理解为人类从生态系统所获得的直接或者间接的收益[4]，这一概念引起了人们对于生态保护的重视，同时人类活动也一直被视为生态系统服务受损的主要原因，因此生态政策往往过度关注人类对生态系统造成的负面影响[61]。但实际上，纯自然的、无人类干扰的生态系统很少存在，人类活动直接影响生态系统的结构、功能和动态，关注以往长期的人类活动影响对生态系统的塑造过程，对于生态系统的保护同样重要[61]。因此，越来越多的学者开始提出一些新的表述，如“文化景观生态系统服务”（cultural landscapes ecosystem services）、“社会生态服务”（Socialecological services），以表征人类活动对于生态系统服务产生的作用[61-62]。
基于以上认识和分析，本文认为采用“社会生态系统服务”一词代替目前中所使用的“生态系统服务”，能够在理论上避免由于仅强调生态系统而忽视社会系统及二者之间的关系，所导致的不当政策干预。“社会生态系统服务”（SocialEcological Systen Service）是指人类能够从某些特定的社会生态系统中所获得的直接或者间接的收益，如在草原地区千百年来形成的“人―草―畜”放牧业生产系统，山地民族刀耕火种的生产系统、哈尼族的梯田体系等，这些传统的社会生态系统都为所在地区提供了长期的可持续的社会、经济与生态收益。这一概念的提出，其目的不是为了否定传统生态系统服务的概念或者创造一个新的概念，而是为了通过此概念在生态补偿设计及实施的过程中对于认识和处理生态和社会之间关系，强调两个方面：第一，区别以往单纯强调人类对生态系统负面干扰的生态治理思路，突出人类的文化、经济活动、观念等在维持生态系统结构和过程的重要作用。第二，突出社会生态系统自身动态及对政策响应的复杂性，了解生态系统服务的内部机制，特别是社会及生态系统的相互作用关系。
如果以社会生态系统服务作为生态补偿的目标，必须要了解社会生态系统的结构、反馈关系、相互作用机制。与单纯生态系统服务的补偿不同，以社会生态系统服务作为补偿的对象不是排除人为因素对生态系统的干扰，而是考虑如何维持人利用资源的活动，保持一种理想的人与自然的反馈状态，因此会形成不同的政策思路。对这一题的深入探讨，有助于走出现有的政策误区，对接下来更大范围内的生态补偿政策提供新的视角。
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收稿日期：2016-11-10
作者简介：范明明，博士，助理研究员，主要研究方向为自然资源管理。Email：.cn。
生态系统保护的重点范文4
[关键词]国家海洋公园；海洋生态文明建设；海洋资源
[中图分类号]F59199[文献标识码]A[文章编号]
2095-3283（2013）04-0105-03
基金项目：辽宁省教育厅人文社会科学研究一般项目（W2012229）；辽宁对外经贸学院优秀人才支持计划资助（2012XJYQ01）。
国家海洋公园是由中央政府指定并受法律严格保护的具有一个或多个保持自然状态或适度开发的生态系统和一定面积的地理区域（主要包括海滨、海湾、海岛及其周边海域等）；该区域是旨在保护海洋自然生态系统、海洋矿产蕴藏地以及海洋景观和历史文化遗产等，供国民游憩娱乐、科学研究和环境教育的特定地域空间。
一、我国国家海洋公园的建设背景
（一）国际背景分析
美国、加拿大、英国、澳大利亚等许多国家都建立了国家海洋公园，其中澳大利亚大堡礁海洋公园，总面积35万km2，有效地保护了海洋生态系统，每年吸引超过200万世界游客，可为澳大利亚带来45亿美元的收入。在不影响保护目标的前提下，美国的海洋保护区尤其是国家海岸公园对带动社会经济的发展起到了积极的推动作用。据统计，滨海旅游业已成为仅次于海洋运输的美国国民经济发展的巨大驱动力，平均每年有2亿人前往海滨休闲度假，为当地社区带来近百亿美元的经济效应。
（二）国内背景分析
我国陆上有众多国家地质公园、国家森林公园、国家矿山公园、国家湿地公园、国家城市湿地公园等，但直到2011年5月国家海洋局才正式公布首批国家海洋公园，目前我国海洋资源环境保护的主要形式仍为自然保护区。我国地大物博，从南至北纵跨热带、亚热带及温带，气候差异性较大，且拥有32万km的大陆海岸线和岛屿岸线，320万km2的广阔海洋空间上分布着6961个大小岛屿（未含海南岛、台湾岛及台湾地区224个海岛、香港183个海岛和澳门的3个海岛），还拥有着丰富的海洋资源及各具特色的海洋景观。
从1956年设立第一个自然保护区――广东鼎湖山国家级自然保护区，直至今日我国已建立起庞大的自然保护区体系，据2009年《中国环境状况公报》显示，截至2009年底，我国共建立各级自然保护区2541个，总面积约147万km2，已达到国土总面积的147%，其中国家级自然保护区319个。
然而，我国对海洋区域的自然保护重视尚有不足。目前我国仅设立各类海洋保护区170处，国家级海洋自然保护区32处，分别占我国自然保护区和国家级自然保护区总量的669%和1003%，其中国家级海洋特别保护区仅16处，与我国所管辖的海域面积相对照，海洋保护区的面积仅占112%，有效覆盖我国典型海洋生态系统的海洋保护区网络远未形成，海洋保护区的建设管理工作任重而道远。
此外，我国的海洋保护区在分布和类型上还存在明显的缺陷。在已知的32处国家级保护区中，以海洋、海岸带生态系统以及野生动物为主要保护对象的海洋自然保护区约占875%，而其他各种类型海洋自然保护区的总数之和才占125%。这些已经建立的海洋自然保护区中大多以珊瑚礁、红树林、海岛以及河口湿地生态系统中的野生动植物为其主要保护对象，却忽略了对生物多样性及非生物资源保护。而且，这些海洋自然保护区多是陆地自然保护区向海洋的自然延伸，远不能代表我国纵跨三个气候带的庞大海域生态系统、生物多样性以及非生物资源等。同时，国家级海洋自然保护区选址的聚集现象也不容忽视，在现有的32处国家级海洋自然保护区中，仅在渤海海域就分布了9个，广东到海南则分布了10个之多，然而从黄海至东海，包括山东、江苏、上海、浙江、福建这五个省的一段漫长的海岸线上却只寥寥分布了13个海洋自然保护区。目前的这种状况导致了海洋保护区的分布不均，促使海洋保护区重复建设的现象较为严重。如此一来，原本就紧缺的建设经费变得雪上加霜，更为严重的是应该被重点保护的海洋资源却未得到应有的重视。
必须指出的是，目前我国的保护区政策主要关注当地社区生产活动对保护区的生态环境影响，很少考虑保护区的建立给社区带来的社会经济影响，很多情况下，自然保护区把生态保护与资源开发、游憩娱乐等活动机械地割裂开来，并没有为解决保护与开发的矛盾提供更多解决方法，在一定程度上制约了区域开发利用优势资源、发展经济的进程，从而导致保护与开发的矛盾日益突出，并且影响了当地建设自然保护区的积极性，进而影响了生态保护的效果。
此外，在我国现有的208处国家级风景名胜区、710处国家森林公园和182处国家地质公园中，陆地类所占比重偏大，而海洋类所占比重甚小。以国家级风景名胜区为例，海滨海岛型的只有10个，仅占总量的481%。对海洋区域缺乏系统地旅游开发及利用，无法满足我国旅游业迅速发展的需要。值得注意的是，这些国家级重点风景名胜区目前仍是以开展旅游项目为主，而生态保护功能则严重缺失，导致保护与开发失衡，无法起到对自然生态系统有效保护与维持等作用。
二、我国国家海洋公园的建设目的
根据各种类型保护区的性质差异和管理目的不同，世界自然保护联盟（IUCN）将世界各地种类繁多的保护区归纳为6大类，即：I严格的保护区；II生态保护和休憩区；III自然特征保护区；IV通过活动管理进行保护区；V陆地及海洋景观保护和休憩区；VI生态系统可持续利用区等。从保护区的分类不难看出：不同的保护区类型有不同的管理目标，有的以自然生态系统保护为主，如Ia/Ib/IV/VI类保护区；有的则结合公众的游憩娱乐活动进行保护，如II/III/V类保护区（见表1）。
在IUCN分类体系中，前面所述的风景名胜区与自然保护区基本上属于I、IV以及V类。这些保护形式在生态保护与经济发展的目标上常常无法得以协调。鉴于此，应统筹现有的自然保护区与风景名胜区两大体系，在借鉴国际相关经验的基础上，建立中国的国家海洋公园体系，把生态环境保护和资源利用完美地结合起来，走出一条可持续利用海洋的新路。通过比较国家海洋公园、风景名胜区以及自然保护区三者之间的关系（图1），可以发现，我国建立集保护和开发于一体的国家海洋公园体系具有很强的现实意义，是未来我国海洋保护区发展的一个重要方向。
图1国家海洋公园、风景名胜区以及
自然保护区三者之间的关系
海洋生态文明建设作为全民族生态文明建设的重要内容，不仅关系到海洋事业的健康发展，更是实现我国经济社会全面协调可持续发展的重要保障。我国正处在“加快经济发展方式转变”的最关键阶段，《中华人民共和国国民经济和社会发展第十二个五年规划纲要》别指出：“科学规划海洋经济发展，合理开发利用海洋资源，积极发展滨海旅游。制定实施海洋主体功能区规划，优化海洋经济空间布局。加强统筹协调，完善海洋管理体制。强化海域和海岛管理，推进海岛保护利用，扶持边远海岛发展。统筹海洋环境保护与陆源污染防治，加强海洋生态系统保护和修复。控制近海资源过度开发，完善海洋防灾减灾体系，完善涉海法律法规和政策，加大海洋执法力度，维护海洋资源开发秩序。保障海上运输通道安全，维护我国海洋权益。”
《中华人民共和国海岛保护法》中明确规定：“国务院、国务院有关部门和沿海省、自治区、直辖市人民政府，根据海岛自然资源、自然景观以及历史、人文遗迹保护的需要，对具有特殊保护价值的海岛及其周边海域，依法批准设立海洋自然保护区或者海洋特别保护区。”
国家海洋局的《海洋保护区宣言》中也特别指出：“继续大力推进海洋保护区建设，努力实现到2015年和2020年分别使海洋保护区面积达到我国管辖海域面积的3%和5%的规划目标；建立起类型多样、布局合理、功能完善、管理有力、保护有效的海洋保护区网络体系，使我国重要海洋生态系统、珍稀濒危物种、海洋自然历史遗迹和自然景观得到有效保护；将继续以人类的智慧善待海洋，以人类的情感关爱海洋，全力构建海洋生态文明，永葆蓝色世界生生不息。”
2010年颁布的《海洋特别保护区管理办法》中进一步指出：“根据海洋特别保护区的地理区位、资源环境状况、海洋开发利用现状和社会经济发展的需要，海洋特别保护区可以分为海洋特殊地理条件保护区、海洋生态保护区、海洋公园、海洋资源保护区等类型。为保护海洋生态与历史文化价值，发挥其生态旅游功能，在特殊海洋生态景观、历史文化遗迹、独特地质地貌景观及其周边海域建立海洋公园。”
三、我国国家海洋公园的建设现状
自2011年5月19日国家海洋局公布首批国家级海洋公园名单以来，2013年1月7日国家海洋局又批准建立了一批国家级海洋公园，截至目前，我国已有国家级海洋公园18处，分别是：广东海陵岛国家级海洋公园、广东特呈岛国家级海洋公园、广西钦州茅尾海国家级海洋公园、福建厦门国家级海洋公园、江苏连云港海洲湾国家级海洋公园、山东刘公岛国家级海洋公园、山东日照国家级海洋公园、江苏海门蛎蚜山国家级海洋公园、山东山国家级海洋公园、山东长岛国家级海洋公园、江苏小洋口国家级海洋公园、浙江洞头国家级海洋公园、福建福瑶列岛国家级海洋公园、福建长乐国家级海洋公园、福建湄洲岛国家级海洋公园、福建城洲岛国家级海洋公园、广东雷州乌石国家级海洋公园、广西涠洲岛珊瑚礁国家级海洋公园。此外，浙江渔山列岛国家级海洋特别保护区加挂国家级海洋公园牌子。至此，我国的国家海洋公园体系已初步建成，成为了我国海洋保护区网络的重要组成部分，将为建设海洋强国、打造美丽海洋做出积极贡献。
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生态系统保护的重点范文5
关键词：城市湿地；保护；可持续利用；措施
中图分类号： S342.2 文献标识码： A 文章编号：
引言
城市湿地的重要性已经得到学术界和政府的关注，城市湿地保护也已成为城市管理的一个重要议题。随着城市经济的发展，新的资源利用方式的采用和传统资源利用方式的改进创造增加了收入流，并产生了减轻资源压力的间接效应。与此同时，经济快速增长带来的城市财政收入的增加，又提高了城市管理方对受城市湿地保护影响的社区居民给予补偿的能力。因此，城市湿地保护日益得到重视，并获得财政支持。必须要明确的是，城市湿地保护与经济发展并不互相排斥，关键在于实现城市湿地资源的可持续利用，寻找一个生态、经济和社会效益的平衡点。城市湿地作为公共资源，是可再生资源，其在一定时间内能够自我再生。如果每年使用量不超过资源存量的年增加量，资源的长久利用是可能的。资源再生的速度越快，城市湿地的可持续利用越可行，其对经济增长的贡献也越大。城市湿地保护的关键是可持续利用湿地资源，城市湿地保护则应基于对城市湿地资源可持续利用的保护。依据国家“十一五规划”对国土功能区的划分，城市管理者可将城市湿地规划为优先开发区、重点开发区、限制开发区与禁止开发区，合理配置、利用资源，及时掌握湿地的演变趋势并适时地进行动态调整。对湿地的开发利用应注意保持湿地的基本结构及其生态服务功能，在此基础上加以利用，以最大限度地发挥城市湿地的生态、经济和社会效益。
一、城市湿地的概念及其特点
由于湿地性质的复杂性、种类的多样性和分布的广泛性，科学界对此至今还没有一个统一的定义。国际上使用比较广泛的是《湿地公约》中关于湿地的定义：“湿地系指不问其为天然或人工、长久或暂时之沼泽地、泥炭地或水域地带，带有静止或流动，为淡水、半咸水或咸水水体者，包括低潮时水深不超过6米的水域。”这是一个以管理为目的的广义的湿地定义。从定义可以看出，湿地是一类既不同于水体、又不同于陆地的特殊过渡类型生态系统，为水生、陆生生态系统界面相互延伸扩展的重叠的生态交错带，最突出的特征是由水因素主导的生态系统。城市湿地是一个新的概念，诞生也就十来年，它是城市化进程中针对日益恶化的环境提出来的。对于城市湿地的内涵有多种理解，但其共同的观点是：城市湿地是分布于城市（镇），受城市影响，在生态学属性、景观格局和功能服务等方面已明显不同于自然湿地的人工、半人工或城市建设中残留的自然湿地。由于湿地类型多样，城市湿地包括了城市区域之内的海岸与河口、河岸、浅水湖沼、水源保护区、自然和人工池塘，以及污水处理厂等具有水陆过渡性质的生态系统。
城市湿地是以自然景观为主的城市公共开放空间，与乡村或荒野的“自然湿地”相比，具有三个方面的特点：一是社会和生态服务功能为主。物质生产功能弱化，非物质生产功能相对增强。二是安全防护地位突出。由于城市人口聚集、经济发达，城市湿地在环境调节和自然灾害防控方面的意义更为突出。三是文化教育优势体现。提供体闲娱乐和环境教育方面服务。因此，城市湿地是城市生态基础设施或绿色基础设施的重要组成部分，是城市生态安全的保障和城市文明的象征。城市湿地保护与恢复不仅影响到城市的水安全和生态安全，而且可以充分彰显城市特色，提升城市文化品位。
二、以生态效益为根本，充分体现湿地功能的重点责任
湿地是人类最重要的环境资本之一，也是自然界富有生物多样性和较高生产力的生态系统。湿地功能主要体现在生态效益、经济效益和社会效益三个方面。首先，湿地具有独特的生态功能作用。它在维持生物多样性中占有重要地位，对物种保存和物种多样性保护发挥着重要作用；在控制洪水，调节水流方面功能显著，是蓄水、调节河川径流、补给地下水和维持区域水平衡的重要载体；在降解污染物中发挥重要作用，对工农业生产和人类其他活动以及径流等自然过程带来的有毒物质进行降解和转化。第二，湿地具有强劲的经济功能作用。它为人类生活提供丰富的动植物产品、重要的水资源、独特的矿物资源和能源、水运等重要资源。第三，湿地具有显著的社会功能作用。它既有自然观光、旅游、娱乐等美学方面的直接功能，还为教育和科学研究提供对象、材料和试验基地。总体来看，湿地是一个密不可分的功能主体，是其三大功能交替作为的自然综合系统。
三、城市湿地保护与城市湿地退化
城市湿地保护的提出并非偶然，而是与城市湿地退化密切相关的。湿地退化是自然生态系统退化的重要组成部分，表现为湿地生态系统的结构、功能以及与生态系统相关联的生境的破坏和丧失。城市湿地的退化是指由于人类对湿地资源过度或不合理的利用以及自然环境的变化，使得湿地生态系统结构遭到破坏、生物多样性减少、功能衰退、湿地生产潜力衰退以及生物生产力下降等一系列生态环境恶化态势和现象。城市湿地保护的目的是防止湿地退化，因为处于城市化地区的湿地资源未被利用或其价值未被充分认识，只能说明人类还缺乏利用湿地的能力，及未能正确认识湿地资源的效用。如果人类有能力选择更有效的城市湿地利用方式之时城市湿地退化已经发生，这就是自然资本的浪费。从全国与重点区域城市湿地退化的历史与现状来看，湿地退化的影响因素既有自然因素，也有人为因素。人为因素主要包括:不合理利用、管理因素和技术因素。不同因素发生的主要区域与主要影响方式并不相同(表1)。除湿地开荒明确受到政府限制并有相应的退田还湖等措施外，其余各种影响因素仍在起作用，这将对湿地退化造成严重威胁。可以说，近期湿地退化的趋势仍难以迅速扭转。
三江源地区平均气温呈上升趋势，同时降水量逐年减少，冰川、雪山逐年萎缩，直接影响了“三江源”地区的湖泊和湿地的水源补给
城市湿地退化的影响因素与发展趋势一览表（表1）
城市湿地退化的人为因素是本文关注的重点。对表1城市湿地退化的人为影响因素分析可知，对城市湿地资源的不合理利用对城市湿地资源造成了严重的威胁，而技术缺陷、管理不善是使得城市湿地资源退化加剧的管理因素。城市湿地资源的不合理利用、技术缺陷和管理不善往往与城市经济发展相伴随。威胁城市湿地资源的两大因素，是不断增长的城市人口和不断提高的消费水平。所有的经济活动在一定程度上都将城市湿地作为废弃物的垃圾堆和廉价资源的来源地。如果法令或政策不禁止这类湿地破坏的话，经济增长可能会更快。但是，城市湿地吸纳废物的能力及提供资源的能力都是有限度的，而且随着收入的增长，可接受的城市湿地污染水平呈下降趋势。城市今天的快速发展如果对湿地退化造成重要影响，就将减少未来的社会福利，并带来治污和修复的费用支出。因此，城市湿地保护有其迫切性。
四、湿地保护与利用的矛盾
目前,对于国内外城市湿地保护的研究集中在建立湿地生态保护区及湿地公园、开展生态旅游、加强湿地立法建设等方面。但仍有一些不合理的湿地开发行为导致城市湿地面积减少、污染严重和湿地功能退化,削弱了湿地的生态效益和社会效益,城市湿地的保护与合理利用日益受到国际社会的重视。
1、快速城市化与湿地保护的矛盾日益激烈
20世纪初至今,城市人口增长了近10倍,城市人口比例从14%增长到50%。快速城市化不仅使湿地面积减少,生境破碎化情况加剧,也导致了城市湿地生境的丧失。快速开发建设、城市建筑、垃圾、噪声、水体和大气污染都对湿地的生态环境造成很大的威胁。另外,众多的堤坝阻断了湿地内水体的水力联系,使湿地的水环境状况发生了物理改变和重组,将湿地的功能人为地紧缩于堤内,削弱了湿地的天然功能。
2、城市观光旅游对城市湿地的破坏十分严重
近年来随着湿地开发及湿地公园的建设,湿地接待的游人量也在不断增加,这给湿地生态系统带来了极大的压力。另外,从游客的构成情况可以看出,作为城市型湿地旅游的一个重要特征就是本地游客比例较大,这使其旅游市场的波动性减弱,在旅游季节,只有高峰而没有低谷,这种情况的后果就是使受损的生态系统没有机会进行自我恢复。如果不改变这种状况,若干扰超过生态阂限,将使整个生态系统趋于崩溃。
3、经济利益使湿地利用过度,破坏生态平衡
保护湿地近年来才提上日程,大量的城市湿地因追求暂时的经济利益而遭到破坏,部分湿地被改造为耕地或鱼塘,湿地植被过度采伐利用造成湿地物种锐减,频繁的水系清淤、滩涂改造使得湿地水陆环境发生改变,湿地生境被破坏。
五、城市湿地保护与可持续利用措施
1、合理规划保护城市湿地资源
在城市化的进程中，城市湿地保护与合理利用应列入城市社会经济发展总体规划，把湿地作为城市绿色基础设施进行建设，推动城市湿地的保护与可持续发展。加大湿地调查研究力度，建立系统的湿地信息库，依据不同的城市湿地功能特征，确定不同的治理目标和措施；采取前瞻性的规划理念，以合理规划城市土地利用，达到维持城市湿地的生态服务功能。在保持城市生态平衡和确保资源永续利用的前提下，按城市湿地所处不同区域、不同类型进行综合规划，科学的提出最佳的开发利用和保护管理方案、整治目标和可操作措施，正确指导城市湿地的开发利用，实现城市湿地的功能性开发，发挥城市湿地的综合功能效益。
2、推动公众参与有效保护城市湿地
湿地复杂的生态系统为生态教育提供了极佳的场地，休闲和娱乐是城市湿地主要的功能之一。利用湿地进行生态教育是国际通行且广受欢迎的做法。只有让公众参与到湿地保护中，才能实现真正的湿地保护。因此，要加大湿地保护宣传力度，让公众了解湿地、认识湿地，想尽各种办法、利用各种机会，把湿地的重要作用告诉社会大众，提高公众的湿地保护意识，促进城市的健康发展。
湿地生态文化教育的内容包括生物、生态、地理、土壤、水文、环境、乡土文化等，既可作为大众化科普教育，也可作专业化教学，在城市湿地可规划建设自然馆、湿地馆、生态馆等文化基础设施，积极融入生态文化内容，从整体上推进生态文化体系建设。
湿地科普宣传要重视大众媒体的作用，利用电视、广播、报纸、书刊等广泛宣传湿地的重要功能作用和保护意义，提高公众的湿地保护意识。如每年通过湿地日主题进行大力度的宣传，让大众感受到湿地的价值。
3、以适当的制度安排鼓励非政府组织参与城市湿地保护
除了以经济利益为诱因，激发社区居民参与城市湿地保护的积极性外，还可采取合适的制度安排，以非政府组织为依托，鼓励民众参与城市湿地资源的保护。根据科斯定理，环境的不同使用者之间会就资源的配置进行谈判和讨价还价，从而实现自然环境资源配置的帕累托最优。由此可以设想，市场中存在三个利益集团:民众、企业和政府。具有生态消费理念的民众监督政府，防止其失灵，并监督企业的生产经营行为，督促其实现外部成本内部化;政府严格履行环境监控的政府职能，督促企业走资源节约、环境友好道路，并对民众增收生态消费税，实现政府基于生态保护的第二次分配，为大众供给诸如环境教育等更多的公共品;企业则要实现产业技术升级，以更有效地保护城市湿地。这三个利益集团重复博弈，最终将实现帕累托最优。在这个利益三角中，民众为“顶角”，而政府和企业则分别是三角的两个“底角”。随着中国社会的发展和民主的进步，非政府组织在环境保护领域中的作用日趋明显。相对于政府而言，非政府组织与基层民众和社区之间的联系更紧密，能够更便利地对城市湿地保护的热点问题进行探索，继而完善政府的政策体系，并由政府在更大范围内进行推广。当前，民众的维权意识日益增强，因此，政府应建立比较完善的政策法规体系，赋予非政府组织更多的社会职责和参与城市湿地保护的权力。我国可以借鉴国外经验，充分发挥非政府组织的作用，引导广大公众积极参与城市湿地保护。
结束语
城市湿地是城市生存和发展的重要资源，对城市经济发展和城市环境改善有十分重要的意义。保护和恢复退化湿地，建立良好的城市湿地生态系统，才能更好地发挥其生态服务功能，为我国的生态文明建设作出新的贡献。
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生态系统保护的重点范文6
关键词：生态用水 生态需水
研究河流或流域的生态需（用）水是当前水利科研的热点，“人类用水应当考虑其它生物的用水需求”的理念已经被河流管理者广泛接受并逐渐应用于实践。但目前的研究基本概念较为混乱，研究成果难免会引起误导。
1、生物群是生态需（用）水的主体
生态学最早起源于生物学，主要研究 “生物及其环境的相互关系”，即它是一门研究生物的生存条件、生物及其群体与环境相互作用的过程及其规律的学科。生态学进一步发展提出了“生态系统”概念，它的涵义是“由生物与环境相互作用构成的整体”。在一定时空范围内，生物成分和非生物成分通过彼此间不断的物质循环、能量流动和信息传递，相互联系，相互影响，这样共同形成的一个生态学功能单位，叫做生态系统。生态系统包括4大组分：生产者（主要是绿色植物）、消费者（包括食草动物、食肉动物、杂食动物、寄生动物、腐食动物等）、分解者（主要是细菌和真菌）、非生物环境（是生物赖以生存的物质和能量的源泉及活动的场所，即生物的栖息地、繁殖地和迁徙地）。生态系统的核心组分是包括生产者、消费者和分解者在内的生物群落。
从上述的基本概念看出，“生态系统”至少反映两层涵义：（1）特别强调生物是系统的主体，而研究生态系统的目的是希望生态系统中生物群落之食物链能够正常运行、生物群落能够正常演替。（2）人是生态系统中生物群落的一员。因此，所谓生态需（用）水，用户主体是包括人在内的生物。
这样看来，目前在进行流域生态需（用）水研究时，把人类需（用）水排除在外显然存在一定问题。所谓流域生态用水，应该指全流域范围内所有生物（包括人类、植物和其它动物）繁衍生息所使用的水，其中，人类用水占相当大部分。按此推论，显然违背了人们提出生态需（用）水概念的初衷。所谓流域生态需水，是指整个流域生态系统正常运行所需要的水。它同样包括人类生产生活需水和其它生物需水两部分。但研究后者显然没有实际意义，因为在流域那么大的区域，人们不会为了实现生态价值而经常到山上或荒野去浇灌林草。无论是林草用水，还是林草需水，都只是个被动接受问题。因此，在流域层面如何研究生态需（用）水值得进一步思考。不过，如果能分别把流域生态系统中农地、草地和林地的实际耗水量及其对河川径流的影响研究清楚，显然对流域水资源评价和分配具有重要的意义。
仅研究河流生态系统的需水则可以避免以上困难。因为，河流生态系统是指河道的水流区域和与此水域有直接水体交换的生态单元（如湿地生态系统和河岸生态系统）。对于绝大部分河流而言，河流生态系统中不会包括人类。由于人类从河川大规模引水，使得河流生态系统中生物群的繁殖地、栖息地和迁徙地受到很大影响，进而影响生物群的繁衍生息，这样的情况在世界各国的很多河流都不同程度在存在，因此，人们提出了河流生态需水概念，目的是想通过约束人类对河川径流的索取量，使河流生态系统中的生物群能正常繁衍生息。
总之，利用生态学的基本理论解决水问题，要考虑其适用范围，否则容易让人误解。
2、明确生态恢复目标是确定生态需水的前提
漫谈生态需水是没有意义的。谈生态需水必须要明确生态恢复的目标，即生态健康的指标。
这些年，国内外有不少人作这样的研究，最广泛接受的观点为：所谓生态系统健康的主要指标包括活力、弹性力和组织等三方面，其中活力指系统中物质和能量的交换量，弹性力指系统抵御压力和在压力减小时从干扰中恢复的能力，组织指系统的复杂性，一般认为系统越复杂越健康（但未看到资料说明，为什么系统越复杂越健康）。定性的概念好像很科学，但关键是量化的、具体的指标是多少？
由于研究生态健康指标的复杂性，人们更希望用一些指示性物种来代表生态系统的健康程度，即生态系统保护，应该是保护系统中关键种群的繁殖地、栖息地和迁徙地。所谓“关键种”，是指生态系统或生物群落中那些相对其多度而言对其它物种具有非常不成比例影响，并在维护生态系统的生物多样性及其结构、功能及稳定性方面起关键性作用，一旦消失或削弱，整个生态系统或生物群落就可能发生根本性变化的物种。
为恢复河流生态系统的健康，人们需要深入调研河流生态系统中生物群落的组成，从生物多样性和社会角度，提出最需要保护的关键生物种群和对生物繁衍生息至关重要的湿地或湖泊规模。需要指出的是，确定河流生态系统保护的目标不仅仅是一个科学问题，也是一个社会问题，它很大程度上取决于当时人们的价值取向。
3、生物繁衍生息与水流条件的响应关系是计算河流生态需水的基础
必须明确，水流条件不是决定生态系统健康的唯一因素。根据生态学研究成果，影响生态系统健康的因素包括：
（1）水流条件，包括河流的水循环状态或降水、流速和流态、水体质量等，它是生态系统中生命的基础元素。那么，为了某生态系统在某水平下运行所需要的水就叫做生态需水；该生态系统实际运行用掉的水叫做生态用水。生态系统运行所需要的水来自降水、河川径流、土壤水和地下水等水源。
（2）碳、氮、磷等重要营养物质条件，它们分别是生态系统的骨架元素、代谢元素和信息元素；
（3）土地利用方式。特别是湿地附近的土地利用方式直接影响湿地的规模和结构；
（4）空气质量，它对生物的生存环境具有重要影响；
（5）气候变化；
（6）外来生物物种入侵等。
由此可见，没有水，生态系统中的生物群落没法生存和演替；但仅仅有水，远远还不能满足生态系统健康的要求。
要计算河流的生态需水，需利用多年河川径流变化资料和同期保护物种或保护物种的栖息地等变化资料，建立两者之间的相关关系。那么，在已知的河流生态系统保护目标基础上，就可以计算出河流生态需水量。在过去的几十年中，人们并没有有意识地对以上数据进行系统观测，因此，要建立该响应关系可能是一个非常困难的工作。
正是由于这么多的困难，近20多年来，国际上发展了数十种河流生态需水计算方法，包括标准流量法（如7Q10，Tennant和 Q95等）、水力学法(如R@CROSS， 湿周法和Richter法等)，并因计算简单而被广泛采纳，计算结果大多在河川天然流量的60～80％之间。但问题是：（1）天然径流系列的选择缺乏科学论证；（2）由于方法本身缺乏物理意义，因此缺乏科学数据来证明，如果满足这样的径流条件，河流生态系统处于什么样的健康水平。
4、黄河生态需水范畴刍议
黄河的情况与其它江河不同，其下游滩区居住着181万人，他们理所当然的成为河流生态系统生物群的重要组成部分，其生产生活需水也应是河流生态系统需水的重要组成部分。但在目前全流域缺水的特殊背景下，考虑到目前河流生态保护的重点和热点，可以在有说明的前提下，按照目前流行的河流生态需水概念，下游滩区生产、生活需水暂不纳入黄河生态需水范畴。这样，黄河的河流生态系统需水应包括：（1）维持河流水体一定规模生物群的繁衍生息所需要的河川径流条件，包括流量、流速、水深等。（2）维持一定规模淡水湿地所需要的水量。（3）维持河岸生态单元良性运行所需要的水流条件，不过该问题的难度在于难分清多少来自降水，多少应该依赖河川和地下水。
由于黄河的特殊性和复杂性，河道输沙需水以及自净需水等是否纳入黄河生态需水还有待进一步商榷：
