生态系统的直接价值范文
时间：2023-06-27 18:00:24
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篇1
吉林省磐石市医院消化呼吸内科，吉林磐石 132300
[摘要] 目的 探讨不同微生态制剂治疗溃疡性结肠炎的临床价值及安全性。方法 采用随机、对照设计将我院自2010年6月—2012年6月收治的80例溃疡性结肠炎患者分为观察组与参考组，各为40例，两组患者均采用柳氮磺胺吡啶片治疗，观察组患者在此基础上采用美常安治疗，参考组患者在此基础上采用丽珠得乐治疗，比较两组患者治疗前后大便菌群、肠镜分级、组织学分级、及临床症状总积分降低百分比。结果 两组患者治疗后大便菌群及临床症状总积分均有所降低（P<0.05)，治疗后组间比较无显著差异(P>0.05)；治疗前后两组患者肠镜分级及组织学分级均有明显改善（P<0.05），观察组与参考组组间比较无显著差异，无统计学意义（P>0.05）。结论 不同微生态制剂联合柳氮磺胺吡啶治疗溃疡性结肠炎均能促进肠道菌群平衡，促进患者症状改变，安全性高，值得推广使用。
[
关键词 ] 微生态制剂；美常安；丽珠得乐；溃疡性结肠炎；菌群
[中图分类号] R574 [文献标识码] A [文章编号] 1672-5654（2014）04（b）-0098-02
为对临床常使用的不同微生态制剂在溃疡性结肠炎中应用的治疗效果进行观察，笔者对我院收治的80例溃疡性结肠炎患者进行分组研究，具体研究报道如下。
1 资料与方法
1.1 一般资料
我院自2010年6月—2012年6月收治的80例溃疡性结肠炎患者，男53例，女27例，年龄18~68岁，平均年龄（43.5±5.1）岁，患者均符合中华医学会消化病学分会对炎症性肠病诊断治疗规范的建议，临床表现为反复性或持续性腹痛、黏液血便、腹胀等，排除细菌性、阿米巴痢疾，肠结核、真菌性肠炎、放射性结肠炎及缺血性结肠炎等非感染性结肠炎患者，所有患者均无柳氮磺胺吡啶药物过敏史，无难治性及重度溃疡性结肠炎、依从性差或中途退出患者。将患者随即分为观察组与参考组，各为40例，两组患者年龄、性别及病情等无显著差异，P>0.05，无统计学意义，可进行比较。
1.2方法
两组患者均常规使用柳氮磺胺吡啶（每天1g）治疗，观察组患者在此基础上采用美常安（生产公司：北京韩美药品有限公司，国药准字：S20030087）治疗，2粒/次，3次/d；参考组患者采用丽珠得乐（生产公司：丽珠集团丽珠制药厂，国药准字：H10920098）治疗，2粒/次，2次/d ，两组患者药物均餐后服用，连续治疗4周。分别在治疗前及治疗后2周对患者进行肠镜活检及组织学检查，观察两组患者治疗中对肠镜分级变化。
1.3观察指标
给药期间对患者体质量、心率、体温、血常规、血沉、大便常规等进行观察。记录患者临床症状积分的变化：0分：每天大便次数为1~2次；1分：每天排便3次；2分：每天排便4~5分；3分：每天排便6次以上。大便性状：0分：成形便或硬便，无血便；1分：软便，便中出现血丝；2分：糊状便，便中血块；3分：稀水样便，便血。腹痛：0：无腹痛，无里急后重，无腹胀；1分：轻度，出现里急后重，出现腹胀；2分：中度；3分：重度。临床症状总积分降低百分比=（治疗前—治疗后）/治疗前临床症状总积分×100%。
1.4病理组织学分级变化
根据病理组织学分级标准对积分进行记录：0分：黏膜固有层未出现中性白细胞浸润。1分：黏膜固有层出现少量中性白细胞浸润，少数隐窝受到累及。2分：黏膜固有层出现明显中性白细胞浸润，至少50%隐窝受到累及。3分：黏膜固有层出现大量中性粒细胞浸润，隐窝脓肿。4分：固有层形成急性炎症溃疡。
1.5 疗效判定
显效：治疗后临床症状积分至少减少50%。有效：治疗后临床症状积分减少25%~50%，临床症状无改善。无效：治疗后临床症状积分降低百分比小于50%，临床症状无改善甚至加重。
1.6 统计学分析
本次研究所有患者的临床资料均采用spss 18.0统计学软件处理，计量资料采用均数加减标准差表示（x±s），计数资料采用t检验，组间对比采用χ2检验，P＜0.05为差异具有显著性，具有统计学意义。
2 结果
①观察组患者治疗后大便菌群平均积分为（1.765±0.824）分，相较治疗前（4.163±1.025）分，数据比较有统计学意义（P<0.05）；参考组患者治疗后大便菌群平均积分为（1.659±0.785）分，相较治疗前（1.355±1.192）分，比较有统计学意义（P<0.05），治疗后两组患者大便菌群平均积分比较无显著差异，P>0.05，无统计学意义。
②观察组患者临床症状总积分降低百分比平均数为（76.85±14.92）%，参考组患者临床症状总积分降低百分比均数为（80.32±17.21）%，组间比较，P=0.0526，数据比较无统计学意义。
③观察组患者治疗后肠镜分级积分为（1.158±0.396）分，相较治疗前（3.152±0.369)分，治疗前后有统计学意义（P<0.05）；参考组患者治疗后肠镜分级积分为（0.0769±0.354）分，相较治疗前（3.139±0.318)分，治疗前后有统计学意义（P<0.05）；治疗后两组患者数据比较有统计学意义，P<0.05。
④观察组患者治疗前后病理组织学分级积分分别为（2.762±0.416）分、（0.937±0.355）分，治疗前后比较显著差异（P<0.05）；观察组患者治疗前后病理组织学分级积分分别为（2.806±0.391）分、（0.918±0.355）分，治疗前后比较显著差异（P<0.05）；治疗后两组患者组间病理组织学分级积分比较无显著差异，P>0.05。
3 讨论
近年来，随着人们对溃疡性结肠炎研究的深入，其发病机制进一步被明确，临床研究显示，肠道菌群在本病的发生中有着重要的作用，肠道常驻菌群能够对黏膜功能与结构产生影响，参与细胞间的信号传导，从而对疾病发生与发展产生影响。而益生菌在肠道通透性和黏膜免疫功能的作用亦在体内得到证实，大量临床实践显示益生菌能够有效减轻肠黏膜病理损害，缓解临床症状， 微生态制剂能够对微生态失调进行调整，维持微生态平衡。微生态制剂主要由有益菌或促进物质而制成的制剂，包括益生元、益生菌及合生元等。临床研究显示溃疡型结肠炎患者肠道内细菌紊乱，微生物总量明显高于正常人，有害菌含量上升、有益菌含量下降，从而导致患者发病。微生态制剂药物能够调节免疫、对肠道上皮产生有益代谢，从而促进肠道菌群的平衡。益生菌抗菌作用较强，同时可对大肠杆菌、大肠沙门菌等产生抑制杀菌作用，抑制有害菌繁殖，同时药物可抑制炎性细胞因子的分泌，抑制溃疡型结肠炎的发作。本次治疗中，分别给予患者美常安（屎肠球菌及枯草杆菌为主要活性成分）及丽珠得乐（双歧杆菌活菌）治疗，药物中菌群能够改变肠道内氧环境，从而抑制革兰阳性杆菌的生长，抑制细菌产生。本次研究中，两组患者经治疗后大便菌群评分、临床症状总积分、肠镜分级积分、病理组织学分级均有明显降低（P<0.05），两组患者除肠镜分级积分存在差异（P<0.05），其余比较均无明显差异（P<0.05），由此可知，美常安及丽珠得乐作为不同微生态制剂均能改善肠道环境，促进患者康复，可作为溃疡型结肠炎治疗的有效药物。
[
参考文献]
[1] 李国华，陈江，吕农华，等. 微生态制剂对溃疡性结肠炎治疗价值的探讨[D].中华医学会第七次全国消化病学术会议论文汇编（下册），2007.
[2] 张勤生.奥沙拉秦联合微生态制剂对溃疡性结肠炎的治疗[J].当代医学，2012,18（23）：133-134.
篇2
关键词 非线性；生态服务功能；生态服务价值；消浪护岸功能：互花米草
中图分类号 F062.2 文献标识码 A 文章编号1002-2104(2009)03-0125-04
海岸带地区生态系统为人类活动提供了多种服务功能，是人类生存和经济发展的重要场所。然而在过去的二三十年时间，海岸带生态系统呈现不断恶化和退化的趋势，并进一步影响到社会经济的可持续发展。对此，迫切需要了解和认识海洋生态系统对当今和未来社会的经济贡献，才能在政策制定和海洋管理过程中，达到资源的合理分配和利用。为此，选取互花米草(spartina alterni-flora)盐沼生态系统为研究对象，通过建立互花米草盐沼生态系统服务功能与其经济价值之间的非线性关系模型，对杭州湾南岸区域互花米草资源价值量进行定量研究，从而确定互花米草盐沼生态资源的开发与保护面积。
1 非线性关系模型的建立
采用Barbier的非线性关系理论，建立互花米草盐沼生态系统的分布面积与其生态服务功能价值的非线性关系模型。其非线性关系模型建立方法如下：
首先，在综合大量有关互花米草消浪护岸功能实验研究结果的基础上，通过对互花米草消浪效果与其种植宽度关系分析，结果表明互花米草的消浪效果在垂直海岸线方向上随着种植宽度距离的减小，且呈现二次或指数的线性回归递减趋势。从线性回归分析的结果中，选取回归效果最佳的一组数据附图1(也就是R2值最高的)作为建立模型的原始数据，并根据公式(1)，得到波浪消浪比例的变化：
k=1-h1/h (1)
公式(1)中K为波浪通过互花米草后波浪的消浪比例；h1和h2分别为沿波浪传播方向互花米草的终了和起始断面处的波高。经过转换，得到波浪衰减率K与互花米草种植宽度B的关系曲线，见图1(0≤K≤1)。
其次，在上述互花米草种植宽度与其波浪消浪比例的非线性关系的基础上，建立互花米草消浪护岸功能价值与其分布面积之间的非线性关系。假设互花米草分布的宽度是一定的，均匀的沿海岸线100 km分布，通过图1中波浪消浪的比例变化趋势反映互花米草消浪护岸功能价值的比例变化趋势，其转化公式为：
vi=vi-1++[A×S×(Ki-Ki-1-) (2)
公式(2)中，vi是消浪护岸服务功能的价值；A是单位面积消浪护岸服务功能的价值；s是互花米草研究区域的面积；Ki是波浪消浪比例。通过公式(2)得互花米草分布面积与其消浪护岸功能价值间的非线性变化关系。
最后，根据互花米草盐沼生态系统消浪护岸功能价值与其分布面积的关系，计算互花米草盐沼生态系统区域内的资源总价值，从而，构建互花米草盐沼生态系统分布面积与其生态服务功能价值之间的非线性关系模型。
2 非线性关系理论的应用――以杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统为例
互花米草是我国沿海潮滩分布面积最广的盐沼植被，在减缓和防止海滩生态系统退化、恢复和重建受损海滩生态系统中作用重要。但对于海产养殖业，互花米草的扩展则对经济价值的增长具有负面影响(例如：减少可用于养殖的海滩面积)，从而也成为当前生产部门和学术界的争论焦点。互花米草及其生态系统到底是影响海产养殖业的负面作用大，还是生态系统服务作用大，至今没有得到共识。其主要原因就在于对互花米草对滩涂养殖业的影响无法进行定量研究。因此本文选择杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统为案例进行定量研究。杭州湾为钱塘江口延伸的河口湾，为一喇叭口形状的河口海湾，地处亚热带海洋性季风区，地理位置为29°58'27''～30°51'30''N，120°54'30"～121°50'48"E。杭州湾南岸滨海平原位于沪、杭、甬经济金三角的中心地带，是中国沿海经济最发达的地区之一，生态特征以互花米草群落、海三棱蕉草群落和芦苇群落为优势种，面积分别为5258 hm2，656 hm2，330 hm2。它不仅是世界珍稀濒危物种黑嘴鸥的主要迁徙停息地，也是中国南北滨海湿地的分界线，因此，杭州湾南岸湿地资源具有明显的稀缺特征，具有极高的研究和保护价值。随着工农业生产的高速发展以及城镇化建设步伐的加快，围垦滩涂扩大土地面积的需求日益迫切，大量滩涂被开垦成农田或水产养殖场。根据浙江省围垦局规划2006―2025年全省将围垦滩涂3.39×104hm2，围垦前后生态环境服务功能效益显著下降，而湿地作为生物栖息地的生态效益则由61％降至3％，生物多样性将受到严重破坏。
杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统不仅提供互花米草和底栖动物等直接物质产品(直接经济价值)，而且还具有消浪护岸、促淤造陆、固定CO2、释放O2、庇护所及基因资源、营养物质贮存和循环、净化环境、减轻海洋污染等服务功能(间接经济价值)。根据2005年的数据，杭州湾南岸互花米草盐沼面积为38 km2，为了便于本案例的研究，假设杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统沿海岸线100 km分布，其垂直海岸线向海一面的种植宽度为350 m，则总面积为35 km2。按李加林等提及的杭州湾南岸互花米草盐沼生态系统直接经济价值600万元计算，可以得出互花米草盐沼生态系统直接提供的物质产品单位面积价值为15.633万元。从图1中可以看出，当波浪经过200 m互花米草种植宽度时，可消去约80.0％的波高，种植宽度为300 m时，可消去超过90.0％以上的波高，可以使原设计标准20年一遇的海堤安全高度降低2 m以上，护花米草消浪效果明显，具有显著的消浪护岸功能。因此选择生态系统管理方法中的替代成本法(Replacement cost，RC)对互
花米草盐沼生态系统消浪护岸功能价值进行评估，即通过计算可用于降低海堤设计标准所节省的费用或海堤遭受破坏后所需的海堤修理费用来代替其消浪护岸功能的价值。运用降低海底设计标准节省的费用计算其消浪护岸价值为2250万元，根据其消浪护岸功能价值与其面积问的线性关系计算得互花米草消浪护岸功能单位面积价值为58.624万元。南美对虾养殖业在萧山地区的每667 m2养殖收益在3000～6000元不等，本文取3000元／667 m2计算，其单位面积价值为450万元。
根据公式(1)和(2)及单位面积互花米草消浪护岸功能的价值，建立互花米草盐沼生态系统面积与其消浪护岸功能价值之间的非线性关系，得表1。
本文将互花米草盐沼生态系统的服务价值主要分成三部分进行分析：第一部分为直接物质产品价值(主要由植株和底栖动物两部分组成)；第二部分为消浪护岸价值(由于消浪护岸功能价值在护花米草生态系统总价值中占主导作用，因此关于消浪护岸价值以外的其他间接经济价值在本文中不做研究)；第三部分为将互花米草盐沼生态系统转换成对虾养殖场带来的收益。分别对上述三部分生态系统服务功能价值进行计算，结果如图2所示。结果表明当互花米草的面积为25.4 km2，对虾养殖场的面积为9.6 k2时，该区域资源价值量的评估值最高，为2626.7万元。
3 讨论与展望
为了更好地反映“非线性”理论的优点，在已有数据的基础上，采用原生态系统服务功能价值评估方法，建立互花米草盐沼生态系统分布面积与其生态系统服务功能价值之间的关系模型(见图3)，并对该两种模型计算结果进行对比分析。
如图3所示，若不考虑互花米草的消浪护岸功能价值随其分布面积呈非线性关系，单纯以追求经济效益为目的时，将35km2互花米草生态系统全部改为对虾养殖场，则该生态系统区域的总经济价值为1575万元，单纯的以保护互花米草盐沼生态系统为目的时，其资源总价值量为2598.9万元。运用这种分析方法，使得我们在对护花米草盐沼资源的开发与保护中只能用“是或否”的管理方法进行决策，或者对互花米草盐沼生态系统的资源实施完全保护，或者将该区域的互花米草资源全部改为对虾养殖场，而很难找到互赢互利的结合点。从结果上看，实施全面保护能够实现该区域经济效益的最大化，任何将互花米草生态系统改建为对虾养殖场的做法都会导致该区域总经济效益的下降，因此在原有生态系统管理方法的框架内，我们只能对该区域的互花米草资源进行全面保护。
但是，本文通过互花米草自身消浪护岸功能与其种植宽度间存在的非线性关系，建立互花米草生态系统消浪护岸功能价值与其分布面积的模型(见图2)。当互花米草的面积为25.4 km2，对虾养殖场的面积为9.6km2时，该区域资源价值量的评估值最高，为2626.7万元，单位面积资源价值量为75万元。虽然互花米草的消浪护岸功能价值在其生态系统服务功能总价值中起主导作用，但是从图2和图3的对比中可以看出，这种非线性的关系并没有使互花米草消浪护岸功能的价值发生剧烈的波动，其结果是可靠的。实践证明，对互花米草盐沼生态系统的开发面积不超过其总面积的27％，即可实现该区域资源价值的最大化，因此，互花米草生态系统与其面积间非线性关系模型的建立可为我国互花米草资源开发与保护的量化管理决策提供科学依据。
篇3
关键词 生态系统服务；价值评估；千年生态系统评估（MA）
中图分类号 F062.2
文献标识码 A
文章编号 1002-2104(2007)01-0085-07
工业革命以来地球上的生态环境和资源条件正在迅速而广泛的恶化，人类改变自然生态系统的速度已经超过认知的速度。人类对地球进行的大范围开发，导致人类与自然的尖锐对立，全球气候在变暖、土地的生产力在下降、水资源的短缺日益突出、生态系统在大范围改变(水生生态系统衰退、草原荒漠化、森林生态系统退化、生物多样性在减少、环境质量在下降，伴随着这些全球性和区域性的生态环境危机的发生，人类本身的生存与发展受到威胁，表现在:自然生产的食物越来越少、可用于医疗保健的天然药物越来越少、许多相伴人类的动植物正濒临灭绝、灾难性的水旱灾害日益频繁、清洁的空气和清澈的河溪正变成奢侈品、人类活动产生的废物正在充斥和破坏着环境……，人类为对付这些问题不得不付出巨大的代价(治理环境污染、恢复自然生态、控制旱涝灾害……)，也意识到，自然生态系统对人类的福祉是至关重要的，其蕴藏着的提高人类福祉的能力是巨大的且是不可或缺的，这就是生态系统服务[1]。
科学的进步使人们日益认识到生态系统服务对人类生存及生活质量的贡献，保护全球生态系统服务的呼声愈来愈高，尤其是1997年Costanza等在Nature上发表的题为“The value of the world's ecosystem services and natural capital ”的文章[2]后，生态系统服务价值评估已成为国际生态学领域的热点之一。虽然该文章的发表也引起了众多争论[3]，但是对生态系统服务价值化评估已经成为不可逆转的趋势，关于生态系统服务价值评估的研究急剧增加。
自1997年生态系统服务的概念引入我国以来，我国学术界关于生态系统服务的研究呈现指数水平上升，其中不乏简单套用Costanza（1997）研究方法和分类方式，进行不同类型生态系统服务和不同区域的生态系统服务价值评估，使国内一些学者将生态系统服务的研究等同于生态系统服务价值化评估，很多学者基于对价值化评估结果的科学性和现实有效性提出质疑的同时，对生态系统服务研究的重要性和必要性产生怀疑。
如前所述，生态系统服务对人类生存和生活质量的提高具有重要贡献，在现阶段，扭转我国对生态系统服务研究的否定态度，对生态系统服务研究的重要性进行重新探讨具有重要的意义。本文主要从生态系统服务价值化评估研究的兴起入手，结合对生态系统价值评估的争论，分析目前国内对生态系统服务研究的一些误区，并结合千年生态系统服务评估（Millennium Ecosystem Assessment MA）的研究成果的总结，提出我国当前和日后生态系统服务研究的多元化建议，为丰富我国生态系统服务研究的内容，并为生态系统服务价值评估研究提供基础和补充。
1 生态系统服务价值研究的兴起和争论
人们对生态系统服务的认识已有很长的历史，但是关于生态系统服务价值的评估从19世纪60年代中后期才刚刚开始，而近10年来已经成为生态学和生态经济学研究的一个热点领域，突出的特征就是的数量几乎呈指数上升[4]。Science，BioScience，Ecosystems，Environmental
Science and Technology，Science News，New York Times，Newsweek，US News，World Report等著名杂志都曾进行过讨论。许多经济学家和生态学家纷纷就生态系统服务价值评估的有效性和必要性发表文章表明自己的观点[3]。
杨光梅等：对我国生态系统服务研究局限性的思考及建议中国人口・资源与环境 2007年 第1期反对对生态系统服务进行经济价值评估的代表人物Mark Sagoff指出：用渔船比喻生态系统，生态系统的服务是渔船作为捕鱼的工具所体现出来的作用，渔船对于捕鱼来说是至关重要的，但我们不能够根据鱼的价格来确定渔船的价格。即如果X对于Y的生产是重要的，并不能认为X的价格可由Y的价格得出，因为价格是由供需状况决定的[5]。
美国的两位生态学泰斗H.T.Odum和E.P.Odum也尖锐地指出用市场价格对生态系统服务功能进行评价将使生态系统的服务功能受到威胁。当土壤、森林和其他的环境产品丰富的时候，他们的贡献大，但是市场价值是低的。当环境产品稀少时，市场价值高[6]。也有些生态学家认为这是生态学向经济学的妥协，是生态学思想的倒退。
尽管将服务功能以经济价值的形式加以表现仍存在不完善的地方[3]，但是在20世纪90年代后期的特定阶段，使人们开始重新考虑人类财富的增长和经济的可持续发展要依赖于生态系统服务功能的维持，也为决策者在决策过程中更多考虑生态系统服务的基础性作用提供了有用信息，起到了积极的作用。
2 国内生态系统服务价值研究的误区
我国的生态系统价值评估工作源于20世纪80年代初开始的森林资源价值核算研究工作。从20世纪90年代中期开始，随着国际生态系统服务价值评估工作的兴起，我国的生态学者开始系统地进行生态系统服务功能及其价值评价的研究工作。分析我国生态系统服务研究的整体状况发现，我国生态系统服务研究存在明显的单一化，过于局限于生态系统服务的价值化评估，而对于价值化评估过程中存在的问题缺乏深刻的探讨，评估结果的科学性和现实有效性较差，致使当前学术界对于生态系统服务研究的必要性和重要性产生怀疑，生态系统服务研究面临困境。
2.1 生态系统服务研究内容单一，过于局限于生态系统
服务价值化评估
从1997年生态系统服务概念引进国内以后，我国关于生态系统服务研究的文章数量呈现指数水平上升（见图1）。但是国内对生态系统服务研究受到Costanza（1997）价值化评估的影响，研究内容单一，过于偏重于生态系统服务的价值化评估的研究。
分析核心期刊（CSCD）中以生态系统服务为关键词的相关文献（见图1）发现：95%以上的文章是针对不同生态系统和不同区域进行生态系统服务的价值核算，这很容易将生态系统服务的研究等同于生态系统服务价值的核算。使一些学者基于生态系统服务价值评估必要性和有效性的争论，否认生态系统服务研究的必要性和重要性，对生态系统服务研究产生怀疑。
2.2 生态系统服务价值化评估结果的科学性问题
生态系统是非常复杂的，而且具有明显的不确定性。生态系统的种类和特征仍然没有被完全认识。人们对于哪些特征对于生态系统来说是至关重要的认识不足。生态系统的复杂性使得对人类行为后果的预测存在很大困难。对其进行分析时，常常面临各种问题，如应选择哪些特征来进行评价，而这对于价值化评估是至关重要的。另外，不同类型的生态系统服务之间存在相互依赖性，所以将其分成互不联系的组可能不现实[7，8]。更有学者提出：对服务价值的评估并不在于对每一项服务功能价值的精确估算,甚至不需要计算一个生态系统所有的服务功能价值，而应抓住一个或几个有计算依据的核心服务功能[9]。更加增加了对生态系统服务类型选择的主观性。
由于生态系统的各种服务功能体现出来的价值是多种多样的，不同专业背景的人会有不同的侧重[10]。由表1可以看出，同样是分析森林生态系统，不同研究者对不同区域生态系统服务类型的选择不同，除了固定CO2、涵养水源和保持水土都包括外，其他服务的选择均有所不同。另外对于保持水土服务不同的研究也有所不同，如海南岛热带天然林主要考虑固土保肥和凋落物改良土壤的效益，重庆四面山森林主要计算保持土壤的功能。
由于不同的人对生态系统的产生服务功能的过程和机制的理解也不同，即使是同一个人，无论是一般公民还是专家，当他的角色不同时，他可能对生态系统服务功能的价值有不同的评价，所以到底应该参考哪些人的意见对评价结果和政策制定具有重要影响。
目前关于生态系统服务价值评估中还没有统一的方法，主要是使用福利经济学中的一些方法。大量文献均指出每一种经济评估方法都存在各自的优点和不足[17]，同时由于每一种生态系统服务通常可以有几种评估方法，使评估结果较大地依赖于不同方法的选择，从而使得评估结果的可比性下降。
自然生态系统的快速变化远远超过人类对它的认识能力而使得人类对其所进行的研究往往滞后[18]；自然生态系统的服务总价值对全球经济的贡献在某种意义上是无限的;自然生态系统提供的某些服务(如食物生产和原材料)具有实在的市场价值，但更多类型的服务却是无形的，因而人们大多数情况下是对其价值进行主观确定[19]；在许多概念和经验上存在固有的困难。因此，目前对自然生态系统服务价值的量化研究尚处于探索阶段，还没有建立一个公认的、完善的核算方法体系。不能囊括各类型的生态系统服务，公众的支付意愿受到认知能力的影响等，其测算值只能是粗略的，正如Costanza等所说，“考虑到涉及的巨大的不确定性，我们永远也无法对生态系统服务做出精确估价[2]。
2.3 生态系统服务价值化评估结果的现实有效性问题
与传统经济学意义上的服务(它实际上是一种购买和消费同时进行的商品)不同，生态系统服务只有小部分能够进入市场被买卖，大多数生态系统服务是公共品或准公共品，无法进入市场[20]。属于公共商品不通过市场经济机构即市场交换用以满足公共需求的产品或服务就称为公共商品(Public Goods)。 公共商品的两大特点是：一是非涉它性，即一个人消费该商品时不影响另一个人的消费；二是非排它性，即没有理由排除一些人消费这些商品，如新鲜的空气、无污染的水源。生态系统在许多方面为公众提供了至关重要的生命支持系统服务，如涵养水源、保护土壤、提供游憩、防风固沙、净化大气和保护野生生物等。因此,生态系统的生命支持系统服务是一种重要的公共商品。三是不属于市场行为，私有商品都可以在市场交换，并有市场价格和市场价值，但公共商品没有市场交换，也没有市场价格和市场价值，因为消费者都不愿意一个人支付公共商品的费用而让别人都来消费。西方经济学中把这种现象称之为“灯塔效应”和“免费搭车”。生态系统提供的生命支持系统服务，如涵养水源、提供氧气、固定二氧化碳、吸收污染物质、净化大气等都属于公共商品，没有进入市场,因而生命支持系统服务不属于市场行为，对生态系统服务进行定价，计算所得的结果难以市场化，无人买单。
生态系统服务价值评估结果一般高于其现实交易价值10倍到几十倍以上，该数字在现实需求中的作用有限。对生态系统服务价值化的意义在于当人们对某种生态系统的重要性缺乏足够了解时，对其进行价值化评估将有助于人们认识生态系统服务的巨大价值，特别是将生态系统服务的经济价值融入到市场经济的运行中去，将会使人们更加意识到保护生态系统服务功能的重要性。但是在目前阶段，森林、草地、湿地等生态系统的重要性已经达成了共识，对具有已知重要性的生态系统计算出一个现实意义不大的“天文数字”越来越受到学者的质疑。
3 生态系统服务研究多元化的建议
人们对生态系统服务的价值评估仍然存在很多不完善的地方，但是对生态系统服务价值的定量是由特定的时期和需要决定的，只是生态系统服务研究的一个方面或者一种手段。目前在国内普遍存在否定生态系统服务价值评估，进而否定生态系统服务研究的情况下，迫切需要对生态系统服务研究的重要性进行重新认识，从多种角度开展生态系统服务的研究。
目前，自然生态系统对经济发展的瓶颈作用凸现，生态系统服务对于经济系统和社会系统支撑作用的研究存在迫切需求，2005年千年生态系统评估（Millennium Ecosystem Assessment MA）评估结果[21]的公布MA是一个由联合国有关机构及其它组织资助，为期4年的国际合作项目。它是世界上第一个针对全球陆地和水生生态系统开展的多尺度、综合性评估项目，其宗旨是针对生态系统变化与人类福祉间的关系，通过整合现有的生态学和其它学科的数据、资料和知识，为决策者、学者和广大公众提供有关信息，改进生态系统管理水平，以保证社会经济的可持续发展。在该项目理事会和评估委员会的领导和指导下，经过来自95个国家的1360位知名学者的共同努力，研究成果已经于2005年完成，并在全球8个城市同时，这份报告是全球有史以来有关生态环境最全面和最深入的调查报告[22]。，使人们开始从一个新的视角审视生态系统服务的重要意义，是生态学发展到一个新阶段的里程碑，其评估结果，使研究“生态系统与人类福祉”成为现阶段生态学的核心内容，从而引领21世纪生态学发展的新方向[22]。本文针对我国目前的实际需求，结合对我国生态系统服务研究的思考和对MA研究成果的总结，提出了我国生态系统服务研究需要重视的相关内容，以期为丰富我国生态系统服务研究的内容，以及提高生态系统服务对人类经济、社会等的重要性认识提供一定参考，并为生态系统服务价值评估研究提供一定的基础和必要补充。
3.1 生态系统服务对人类福祉贡献的研究
生态系统是由植物、动物、微生物群体与其周围的无机环境相互作用形成的一个动态、复合的功能单位。人类是生态系统的主要组成部分，人类与生态系统的其他组分之间存在着动态的相互作用，人类的状况通过直接或者间接的方式促使生态系统发生变化，从而引起人类福祉的变化。
3.1.1 人类的生存是如何依赖地球上的生态系统及其提供的服务？或者生态系统服务的变化是如何影响人类的生存和发展？
人类的生存完全依靠于地球上的生态系统及其提供的服务，这些服务包括食物、洁净水、调控疾病、调节气候、精神满足和美学享受，生态系统是支撑人类福祉的基础。生态系统服务和人类福祉之间的关系是受人类对人造资本、人力资本及社会资本的获取进行调节的。人类福祉既依赖于生态系统服务，也依赖于社会资本的供应及其质量状况、技术条件和人类制度。至于这些因素是如何调节生态系统服务与人类福祉之间的关系的，这个问题目前我们还没有完全理解，仍存在争议，是需要深入研究和探讨的问题。
生态系统服务的变化可以影响人类福祉的所有组成要素。人类福祉和生态系统服务之间不是一种线性关系。当某一项生态系统服务的供应相对于需求来讲比较充裕时，一般情况下该服务的边际增长只能引起人类福祉的少量提高（或者甚至可能降低人类的福祉水平）。但是，当某一项服务相对稀缺时，其少数的减少就可能导致人类福祉的大幅度降低。两者之间是一种怎样的关系也是需要进行深入研究的重要领域。
3.1.2 生态系统服务对就业和经济活动起到怎样的促进作用？
显然，生态系统的食物生产服务对人类的经济活动和就业具有最大的贡献。2000年食物生产的市场价值是9 810亿美元，约占世界总产值的3%，但是发展中国家的食物生产在其GDP中所占的百分比要远高于这一份额。除以上提到的食物生产之外，还有一些其它的生态系统服务对国家的经济活动也具有重要的贡献。它们包括木材、海洋渔业、消遣性的狩猎和捕鱼、可食用的森林产品、植物性药材和药用植物、最后，许多的其它工业产品和商品也依赖于生态系统提供的服务。许多行业对生态系统服务具有直接的依赖性。例如，渔业资源的崩溃已经在工业化国家中对许多社区的人类福祉造成严重的损害。林业、农业、草业、渔业以及生态旅游行业的前景都与生态系统服务的状况直接相关。此外，就保险、银行以及卫生等行业而言，尽管受生态系统服务的影响不是那么直接，但是生态系统服务变化对他们仍然具有强烈的影响。
对于该问题的定性探讨和定量分析对于目前迫切需要解决的生态补偿标准、主客体确定以及补偿资金多元化来源渠道具有重要的现实意义，同时对于绿色GDP核算研究也具有重要的支撑作用。
3.1.3 贫困人群是如何依赖生态系统服务而生存的？
关于农村贫困人群对生态系统服务的依赖程度，这方面的测算工作很少，因而在国家统计和贫困评估当中这方面的因素往往被忽略，结果在减贫方面导致了没有考虑环境作用的不合理战略决策。例如，MA综合了17个国家的数据的一项最新研究发现，对于林区的农村社区来讲，22％的家庭收入来自于收获野生食物、薪材、草料、药用植物和木材，但是这些收入来源都不在国家统计的范畴之内。与富裕家庭相比，以上收入在贫穷家庭总收入中所占的百分比往往较高，而且当其它生计来源出现可预见或者不可预见的短缺时，以上收入就显得尤其重要。
发展中国家干旱地区这种情况尤其突出。干旱区约占地球陆地表面的41%，生活着20多亿人口，其中90%以上属于发展中国家。20世界90年代干旱生态系统中（包括农村和城市）的人口增长最快。尽管干旱区的人口约占世界总人口的1/3，但是他们的可更新水资源供应仅占世界总量的8%左右。由于降水量少、降水变率大、气温高、土壤有机质含量低、传输电能和管道调水的成本高，同时因为人口密度低而基础设施投入有限等方面原因，干旱地区的人们面临着许多生活方面的挑战，而且他们往往拥有最低的福祉水平，包括最低的人均GDP和最高的婴儿死亡率。环境条件变化快与人们贫困水平相对较高，这两种情况相结合，使得生活在这些地区的人们在应对生态系统变化方面非常脆弱。
在干旱地区，一些生态系统服务已经超过了可持续的水平，如土壤形成和水资源的供应，生态系统的压力却在增加。目前，干旱地区的人均水资源供应量仅为最低需求量的2/3。世界上大约10-20%的旱地已经退化，这已对当地居民造成了直接的损害。此外，通过生物物理方面的影响（如沙尘暴、温室气体排放和区域气候变化）和社会经济方面的影响（如人口迁移和贫困加剧有时导致地区冲突和一些不稳定因素发生），旱地退化也对更多的人口造成了间接的损害。对于上述问题的研究有助于制定适合当地发展的公众政策和发展策略。
3.2 生态系统服务退化现状的研究
在过去的50年中，为了满足快速增长的食物、洁净水、木材、纤维和燃料需求，人类对生态系统改变的规模与速度皆超过了历史上任何时期。因此，造成了地球上生物多样性的巨大丧失，而且其中大部分是不可逆转的。这种变化虽然极大的促进了人类福祉的提高和经济的发展。但是，并不是所有地区或所有人群都从这种变化中获得了收益。事实上，许多地区或人群是以上变化的受害者。而且人类从生态系统获得收益的所有成本直到目前才是逐渐显现，而且获取效益的成本日益上升。
3.2.1 生态系统服务退化在GDP核算中如何体现问题
可更新资源和不可更新资源都是人类的资本资产。但是，在传统的国家统计中没有对资源的耗损或者可更新淘汰的退化进行度量。结果即使某个国家可能砍伐森林和耗竭渔业资源，而出现资本资产的丧失，但是在它的统计数据中却只反映为GDP的正增加。此外，对于使用者来讲，许多生态系统服务可以免费获取，因而它们的退化也没有在通常的经济度量当中反映出来。对于那些较强地依赖于自然资源发展经济的国家来讲，如果把它们在发展经济过程中耗费的自然资产以经济损失的形式计算到国家总财富当中的话，那么这些国家的资产负债表将会发生显著的变化。目前已经出现了关于绿色GDP核算研究，但是退化生态系统如何体现问题，仍然需要进一步探讨。
3.2.2 生态系统服务退化的非线性风险问题
一般情况下，生态系统是逐渐变化的。然而，有些变化却具有非线性的特征。也就是说，一旦超越了变化的阀值，生态系统便进入一个完全不同的状态。这些非线性变化有时是以突变形式发生的；有时他们也可能是指变化幅度巨大，因而恢复难度较大、恢复成本昂贵，甚至不存在恢复的可能性。根据不完全的证据表明，人类对生态系统的改变正在加大生态系统发生非线性变化（包括变化加速、突变以及潜在的不可逆变化）的可能性，从而对人类福祉产生重要影响。尽管对非线性变化的预测能力正在提高，但是对于大多数生态系统存在的潜在的非线性变化，当前的科技常常只能对变化风险的上升进行预计，对于发生非线性变化的阀值还不能预测，亟需进行研究。
3.2.3 生态系统服务的退化与贫富分化关系研究
生态系统服务退化正在损害世界上许多最为贫困的人民，有时它已经成为了引起贫困的主要因素。生态系统变化导致的“受益者”和“受害者”分布格局，尤其是生态系统变化对穷人、妇女以及当地居民的影响，在管理决策当中还没有全部被考虑进去。生态系统变化通常导致一部分人从中获得收益，而其他另外一部分人则因此失去了对有关资源的使用权。失去了原有的生计来源，或者遭受变化的外部效应影响。由于多个方面的原因，穷人，妇女和居住居民往往容易成为生态系统变化的受害者。在某些情况下生态系统服务的退化已经成为导致贫困和引发社会冲突的主要因素。生态系统退化在自然、经济或者社会方面产生的影响可以跨越行政边界的限制。例如，某个国家的土地退化，以及随之而生的沙尘暴，或者火灾可能导致附近其它国家的空气质量下降。发展中国家的生态系统服务退化常常加剧贫困状况，致使区域经济增长速度减慢，引发地区冲突和移民。上述问题需要从生态学、经济学、社会学等多种角度进行深入探讨。
3.3 生态系统服务退化的原因和对策研究
当前，人类对生态系统服务的需求日益增长，怎样在满足这些需求的同时，扭转生态系统的退化状况，这是我们面临的一个重大挑战。过去人类在减缓和扭转生态系统退化状况方面所采取的行动已经取得了显著的成效，但是人类对生态系统退化状况的改善通常没有赶上生态系统压力的增加和对生态系统服务需求的增长。
虽然大多数生态系统服务是处于退化状况，但是如果在过去的几十年中没有采取那些对策的话，生态系统服务退化的程度将更加严重。例如，当前已经建立了100 000多个保护区（包括国家公园这种严格意义上的保护区域和伐木场和狩猎区这些为了自然生态系统的持续利用而管理的区域）,总面积约占地球陆地表面的11．7％。这些保护区的建立对于保护生物多样性和生态系统服务具有重要的作用，尽管目前保护区的分布非常有均衡，特别是海洋和淡水生态系统的保护区的这一情况更为严重。技术进步也有助于减缓因为单位面积上生态系统服务的需求上升而造成的生态系统压力的增长速度。例如，对于所有的发展中国家来讲，在过去的40年中，他们的小麦、水稻和玉米产量增长了109%～208%。如果没有这些产量的增长的话，在此期间将会转变更多的栖息地用作农业生产。
生态系统服务退化原因和对策研究可以针对如下几个方面进行探讨：
(1)不合理的制度安排和管理安排，包括腐败以及监管与责任系统弱；
（2）市场失灵和经济刺激不当；
(3）社会和行为因素，包括某些社会群体(例如穷人、妇女和原住居民群体)的政治和经济权力缺失，而这些群体特别依存于生态系统服务的供给状况，容易因生态系统服务退化而受到损害；
（4）技术开发与推广可以提高对生态服务功能的利用效率，并且减少生态系统变化的各种驱动力的不利影响，但是在这些方面的投资不足；
（5）缺乏既可提高资源收益又能保护资源的有关知识（包括对现有知识的利用水平较低），这些知识设计生态系统服务管理、政策、技术、行为和制度对策；
4 结论与讨论
未来的几十年，生态环境问题仍将是经济发展、社会进步、生活福祉、文明建设和安全稳定所面临的重大挑战。以合适的方式评价生态系统服务能力和自然资本的变动有助于我们更全面地衡量综合国力，有助于我们选择更好的提高综合国力的路径。
以货币价值的形式表达不同的生态系统服务能力和自然资本变动，有助于我们进行比较、选择，可以将生态环境问题纳入到现行市场体系和经济体制中，并结合政府规章制度，制约人们破坏环境的行为。为生态系统服务划价，能够促使政府及有关部门制定政策时将生态系统服务价值的丧失考虑进去，为自然环境和环境服务提供保护的依据。
但是对于生态系统服务进行价值化评估只是生态系统服务研究的一个内容，目前同时需要从生态系统服务对人类福祉的支撑作用、生态系统服务退化对人类生存和发展的影响以及生态系统退化的机理和防止生态系统服务退化的对策等方面进行深入研究。重点研究人类的生存是如何依赖地球上的生态系统及其提供的服务？生态系统服务对全球的就业和经济活动起到怎样的促进作用？贫困人群是如何依赖生态系统服务而生存的？生态系统服务退化在GDP核算中如何体现？生态系统服务退化的非线性风险问题、生态系统服务的退化与贫富分化关系问题以及生态系统退化的对策研究。通过上述领域的研究，更多地贴近我国目前生态环境发展的实际需要，丰富我国生态系统服务研究的内容，为生态系统服务价值评估研究提供基础和补充。
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Reflection on the Limitation of Ecological Service Studies in China and
Suggestion for Future Research
YANG Guang-mei1,2 LI Wen-hua1 MIN Qing-wen1 ZHEN-Lin1 Mario Lucas3
（1.Institute of Geographic Sciences and Natural Resources Research, Beijing, 100101, China;
2. Graduated School of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100039, China；3.Institute of Geography,
Aachen University of Technology,Aachen,52066,Germany）
篇4
研究区概况与研究方法
1研究区概况
研究区位于彭阳县城东北21km处的中庄村，属于典型的温带大陆性气候，地貌类型属黄土高原腹部梁峁丘陵地，年平均降水量433．6mm（22a）左右，分明显的旱季和雨季，其中50％～75％的降水集中在6—9月。3—5月的降水量，只有全年降水量的10％～20％。年平均气温7．4℃，≥10℃的积温为2200～2750℃，地面平均气温8～9℃，7月最高，平均为22～23℃；1月最低，平均为－8℃左右。
一般11月中下旬土壤结冻，至翌年3月初开始解冻。最大冻土深度一般超过100cm。日照时数为2200～2700h，日照百分率为50％～65％，一年之中，6月日照时数最多，9月日照时数最少。近10a的干燥度为1．40～3．04（可能蒸散量／降雨量），无霜期140～160d。主要气象灾害有干旱、霜冻、冰雹等。干旱是这一地区发生次数多、影响面广、危害最严重的农业气象灾害。中庄村全村总面积17．62km2，390户农户、1838口人，人均收入为3651元。农田种植以粮食作物为主，主要有玉米、冬麦、豌豆、马铃薯等，油料作物主要以胡麻为主，饲料作物主要以紫花苜蓿为主。
2研究方法与数据分析
本研究以2000年、2005年、2010年为界限，搜集2005年、2011年研究区的2．5m遥感影像、土地利用规划图、森林资源现状调查图等资料，结合对2000年、2005年和2010年土地利用现状的实地走访调查，借助GIS等技术对区域进行土地利用分类，由于未利用土地和建设用地变化较小，所以将土地利用类型最后统计为4个大类（表1）。生态系统服务价值计算方法利用Costanza等提出的生态系统服务价值估算的原理和方法以及谢高地等中国生态系统单位面积生态服务价值进行计算统计。
结果与分析
1土地利用格局变化
经过统计计算，中庄小流域总土地面积1762hm2，林地、草地、农田、水域的面积共占区域总面积的94．3％。对中庄小流域不同时段土地利用类型进行统计分析（附图4）结果显示，2005年和2010年土地利用类型变化较小，2000年和2010年土地利用类型变化明显，主要体现在林地和草地面积的增加和农田、水域面积的减少。林地由2000年的53hm2增加到2005年的291hm2再增加到2010年的294hm2；草地由2000年的399．9hm2增加到2005年的429．7hm2又略微减少到2010年的429．5hm2；农田由2000年的1196．9hm2减少到2005年的941．0hm2再减少至2010年的941．0hm2；水域由2000年的12．32hm2减少到2005年的0hm2增加至2010年的0hm2。
2000—2010年，研究区域土地利用类型发生了较大的变化。主要表现在农地比2000年减少了27．2％，且坡耕地大面积地减少，95％以上转化为高标准水平梯田（梯田由2000年的153．87hm2增加到2005年的728．80hm2再增加到2010年的730．27hm2）；水域减少为0，水土保持工程措施的实施，减少了径流，致使水库干枯；林地比2000年增加了454．7％，草地比2000年增加了7．4％，主要是因为退耕还林草等工程的实施增加了灌木林、人工草地的面积。
2生态系统服务价值变化
根据表2中的数据可以看出，利用不同时期研究区域4种典型土地利用类型的面积，计算研究区域不同土地利用类型生态系统服务价值，结果见图1。在2000—2010年，4种典型土地利用类型生态系统服务价值均发生了较大的改变，林地生态系统服务价值从2000年的66．5万元／（hm2•a）增加到2005年的367．7万元／（hm2•a）和2010年的371．7万元／（hm2•a）；草地生态系统服务价值从2000年的209．6万元／（hm2•a）分别增加到2010年的223．5万元／（hm2•a）；农田生态系统服务价值从2000的424．7万元／（hm2•a）下降到2010年的333．8万元／（hm2•a）；水域生态系统服务价值从2000年的25．1万元／（hm2•a）下降到2010年的0万元／（hm2•a）。研究区域的总生态系统服务价值从2000年的725．8万元／（hm2•a）分别增加到2005年的926．7万元／（hm2•a）和2010年的929．1万元／（hm2•a），分别增加了27．7％，28．0％。在综合生态系统服务功能中除食物生产和废物处理价值有所下降以外，其他各项生态系统服务功能都有所提高。由于各项生态系统服务价值变化主要与土地面积有直接的关系，食物生产价值主要由农田生态系统提供，因此，农田面积的减少必然使生态系统食物生产价值减少。废物处理价值中以水域价值为最大，林地、草地和农田较为接近，水域和农田的减少必然致使废物处理能力下降。
结论与诗论
（1）研究区域近
10a来土地利用变化表现为2000—2005年快速变化阶段和2005—2010年稳定变化阶段，整体表现为“两减两增”，即农田、水域面积的减少，草地、林地面积的增加。土地利用类型变化是人类活动对区域生态系统最直接的表现形式，近10a来，土地利用类型发生的较大变化，主要得益于退耕还林工程和国家“十五”、“十一五”项目的实施。退耕还林作为国家生态建设的重大工程，始于1999年，研究区域从2001年开始进行坡耕地造林种草和土地整理，区域土地利用格局发生了重大变化，2005年基本形成现在的土地利用格局，退耕还林进入建设成果巩固阶段。近10a来，研究区域林草间作林地面积的大量增加，对区域生态环境具有极大的影响，合理的造林措施、空间配置对区域生态环境的改善具有明显的促进作用，不合理的造林措施、造林密度必然造成区域生态环境的恶性循环。研究区域梯田面积的增加对减少水土流失、提高降雨利用效率、提高土壤肥力、实现农业现代化、机械化生产具有重要意义，是一种较好的土地整理措施。
（2）研究区域近
10a生态系统服务价值明显增加，主要得益于林地和草地面积的增加，不同土地利用类型生态系统服务价值与土地面积具有显著的正相关关系。生态服务功能对人类社会的发展具有重要意义，对中庄小流域不同土地利用类型的生态系统服务价值计算结果显示，农田、水域的生态系统服务价值减少和草地、林地的生态系统服务价值增加，研究结果与众多研究相似，黄土丘陵区林地和草地面积的增加对区域生态系统服务价值的增加具有明显的促进作用，不同土地利用类型生态系统服务价值随土地利用面积的变化而发生相应的变化。
篇5
[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
[作者简介]黄凤兰，广西教育学院政治经济系副教授，兰州大学干旱农业生态实验室博士生，广西南宁530022；樊宪伟，兰州大学干旱农业生态实验室博士生导师，甘肃兰州730000
[中图分类号]F326.12 [文献标识码]A [文章编号]1672－2728(2008)01－0094－05
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(Costanza et.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et al，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％。
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关键词：衡水湖；湿地；价值评价；生态系统服务功能
一．引言
湿地是自然界最具生产力的生态系统和人类最重要的生存环境之一，因具有巨大的水文和元素循环功能被誉为“地球之肾”[1]。在《湿地公约》中对湿地的定义是：湿地是指天然或人工、长期或暂时之沼泽地、泥炭地，带有静止或流动的淡水、半咸水或咸水的水域地带，包括低潮位不超过6m的滨岸海域。各类湿地在提供水资源、调节气候、涵养水源、保持水土方面发挥着重要作用。由于对湿地的作用缺乏应有的认识，人们对湿地进行过度开发和破坏，因此，为了让人们对湿地资源进行保护和合理开发，就必须对湿地的生态系统的经济价值进行科学的评估，使人们能够正确认识湿地的经济价值和重要性。
二．衡水湖湿地概况
衡水湖旧称“千顷洼”，湖面75平方公里，面积与蓄水规模仅次于白洋淀，是华北平原第二大淡水湖。2003年6月，被批准为国家级自然保护区。据考证，衡水湖为浅碟形洼淀，是太行山东麓倾斜平原前缘的洼地积水而成，属黑龙港流域冲积平原中冲蚀低地带内的天然湖泊[2]。
衡水湖是华北平原唯一保持沼泽、水域、滩涂、草甸和森林等完整湿地生态系统的自然保护区。衡水湖湿地处于太行山麓平原向滨海平原的过渡区，为鸟类南北迁徙的必经之地。
在衡水湖栖息的鸟类多达317种（截至2010年5月的观测记录），其中国家Ⅰ级保护的鸟类等7种，国家Ⅱ级保护的鸟类49种[3]。
衡水湖水量丰沛，水清草茂，是淡水养殖的理想场所，其中鲫鱼占93%；另有芦苇、蒲草、莲藕分布。水产品年产量2463.8吨。
衡水湖具有蓄洪防涝防旱、控制土壤侵蚀、降解环境污染等功能，它对调解周边乃至京津地区的气候、改善生态环境起到重要作用，为衡水及周边地市提供饮用水和工农业用水，发挥着促进区域经济发展的重要作用。
三．生态系统服务价值的计算方法
生态系统服务是指自然生态系统及其物种所提供的能够满足和维持人类生活需要的条件和过程，也可以称为是生态系统与生态过程中所形成的、能够维持人类生存的自然环境条件及其效用[4]。1997年Constanza和Lubchenco等首次系统的测算出了生态服务指标体系，这一指标体系的提出，对揭示可持续发展的本质内涵具有重要的科学价值。
根据生态服务功能可以将服务功能价值分为直接利用价值、间接利用价值、选择价值和存在价值。从生态服务功能和利用状况的角度出发，根据环境经济学对环境资源的价值划分方法，还可以划分为：使用价值和非使用价值，而使用价值又可以进一步划分为直接使用价值、间接使用价值和选择价值。
1. 湿地生态系统服务功能的价值构成
由于湿地生态系统功能和服务的多样性，湿地具有多价值性。根据生态系统服务价值的划分方法以及衡水湖湿地的生态系统服务功能。将衡水湖湿地的生态系统服务价值划分为直接使用价值和间接使用价值。见表1
根据公式：
V2=∑Pi×Vi
式中V2表示衡水湖供给价值；Pi表示第i类水的价格；Vi表示第i类水的用量。
因此可以计算出衡水湖湿地的供给价值为:
2.32×1.47+4.06×0.15+3.74×2.85=1467.84（万元）。
3. 科考旅游价值
衡水湖属于内陆淡水湖，具有独特的草甸、沼泽、水域等多种生态系统，是珍稀鸟类等国家级保护动物的栖息地，具有非常大的科考旅游价值。
衡水湖湿地可供科考旅游的面积为7500hm2[3]。根据谢高地等对青藏高原生态资产的价值评估，我国湿地生态系统的旅游文化科考价值为4910.9元/hm2[7]；Costanza等人对全球湿地生态系统科考旅游的功能价值的计算为861美元/hm2[6]，折合人名币为5424.3元/hm2（按美元对人民币的汇率为6.30计算）。取二者的平均值为5167.6元/hm2。根据公式:
V3=L×a
式中V3表示湿地科考旅游价值；L表示单位面积科考旅游价值；a为湿地面积。
所以衡水湖湿地的科考旅游价值为5167.6×7500=3875.7（万元）
4. 物种栖息地价值
衡水湖湿地是两栖类动物繁殖、迁徙、越冬的场所。是众多鸟类在华北平原中南部最为理想的栖息地，同时也是国际迁飞路线的重要中转站。
按照Costanza等人对全球湿地生态系统栖息地功能价值的计算为304美元/hm2[6]，折合人民币为1915.2元/hm2（按美元对人民币的汇率为6.30计算）。根据谢高地等人在研究青藏高原生态资产的价值评估中物种栖息地价值为2234元/hm2[7]。取二者平均值为2074.6元/hm2。衡水湖湿面积为7500hm2[3]。根据公式:
V4=W×a
式中V4为湿地物种栖息地价值；W为单位面积物种栖息地价值；a为湿地面积。
所以衡水湖区物种栖息地价值为2074.6×7500=1555.95（万元）
5. 调控水量价值
湿地在蓄水、调节河川径流、补给地下水和维持区域水平衡中发挥着十分重要的作用。特别是在1996年和2000年河北省发生洪水期间，衡水湖在防洪蓄水、调节水量上发挥了重要作用[2]。
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生态系统是一个“社会-自然-经济”复合生态系统，各个组成成分相互流通，协调发展。城市山岳型生态系统是以山地、丘陵为主的自然资源为载体，加以城市独特的文化影响而形成的区域综合体。城市山岳型生态系统在固碳释氧、保育水土、涵养水源、净化空气、增加生物多样性和旅游观赏等方面提供了多种服务，为市民的休闲娱乐活动提供了一个良好的环境，缓解了城市经济发展与环境保护之间的矛盾，为构建绿色文明生态城市提供了支持。综观国内外关于生态系统服务价值的研究，其研究区域的类型大多是湿地、森林等自然保护区，而对城市山岳型生态系统服务价值的估算较少。随着城市化进程的不断加快，城市面积不断向周围郊区扩展，城市郊区化进程加速，拥有典型的自然景观与优越的城市区位优势的城市山岳型生态系统开始涌入大众视野。不同生态系统拥有的服务功能并不完全相同，其服务价值的侧重也不一，如同湿地生态系统更加偏重涵养水源服务价值，而农田生态系统会拥有很多生态系统没有的功能。针对不同的生态系统其服务价值的估算方法也各不相同，难以用一个公允的货币衡量标准来估算其价值（刘晓艳、秦格，2016）。本文综合运用生态系统服务价值的水量平衡法、影子工程法、市场价格替代法等估算方法来探究城市山岳型生态系统的服务价值，以期为城市山岳型生态系统价值评价和补偿规划及实施提供参考，推进生态系统服务货币化、资本化的科学研究提供借鉴。
二、城市山岳型生态系统服务价值研究方法及相关数据
城市山岳型生态系统的直接价值主要体现在林产品和经济作物的创收上，其生态服务价值主要体现在间接价值和潜在价值上，很难进行定量化评估，容易被人们忽略。本文在基于环境经济学和国内外研究成果的基础上，将物质量评价方法和价值量评价方法相结合，运用碳税法、工业制氧法、市场价格替代法、支付意愿法等估算方法对城市山岳型生态系统间接价值和潜在价值进行初步探讨。
（一）研究方法
1.固碳释氧价值估算方法。城市山岳型生态系统拥有丰富的植被资源，它们通过光合作用吸收二氧化碳并释放氧气，在维持空气中二氧化碳和氧气的动态平衡和减轻温室效应上有着至关重要的作用。固碳释氧价值的估算分两步进行，一是运用碳税法对生态系统的固碳（C）价值进行估算，二是运用工业制氧法将工业制氧所需成本作为释放氧气的价值进行估算。（1）碳税法：V（C）=S（C）•P（C）•A，式中：V（C）为固碳价值（CNY•a-1），S（C）为植被单位面积固碳量（t•（hm2•a）-1），P（C）为单位固碳价格（CNY•t-1），A为研究区域面积（hm2）。（2）工业制氧法：V（O2）=C（O2）•S（O2）•A，式中：V（O2）为植被释放氧气价值（CNY•a-1），C（O2）为工业制氧成本（CNY•t-1），S（O2）为植被单位面积释氧量（t•（hm2•a）-1），A为研究区域面积（hm2）。
2.保育水土价值估算方法。城市山岳型生态系统保育水土功能主要包括减少土壤侵蚀和减少土地养分流失。保育水土价值的计算首先需要对土壤侵蚀总量进行计算，然后再从这两个方面进行估算。（1）减少土壤侵蚀价值：ES=A•M，式中：ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），A为研究区域面积（hm2），M为无林地中等程度土壤侵蚀模数（m3•（hm2•a）-1）。=ES/TS，式中：为因土壤侵蚀造成的年废弃地面积（m2），ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），TS为土壤表土平均厚度（m）。US=C1•，式中：US为减少土壤侵蚀的价值（CNY•a-1），C1为我国南方林业生产的平均收益（CNY•（hm2•a）-1），为年废弃土地面积（hm2）。（2）减少土地养分流失价值：减少土地养分流失价值主要体现在减少土地内部大量含有的N、P、K等养分流失上。UC=BS•ES•（N•P1/RN+P•P1/RP+N•P2/RK），式中：UC为减少土壤养分流失的价值（CNY•a-1），BS为土壤容重（t•m-3），ES为生态系统年减少土壤侵蚀总量（m3•a-1），N、P、K分别为林地土壤平均含氮、磷、钾量（%），RN、RP、RK分别为磷酸二铵化肥含氮量、磷酸二铵化肥含磷量，氯化钾化肥含钾量（%），P1、P2分别为磷酸二铵化肥价格（CNY•t-1）、氯化钾化肥价格（CNY•t-1）。
3.涵养水源价值估算方法。涵养水源主要是利用树木根部的蓄水功能来达到调节径流、净化水质等目的。运用水量平衡法以及影子工程法等方法来估算由于保护树木而产生的地表水和地下水的价值，即涵养水源价值。W=（R-E）•A式中：W为年涵养水源量（m3•a-1），R为年平均降雨量（mm•a-1），E为年平均蒸发量（mm•a-1），A为研究区域面积（hm2）。应用影子工程法估算涵养水源的价值是指将树木的蓄水功能比作一个蓄水工程，计算蓄水工程的建造成本。U=W•C式中：U为蓄水价值（CNY•a-1），W为年涵养水源量（m3•a-1），C为水库建设单位库容投资成本（CNY•m-3）。山岳地区多产生泉水，结合当地实际情况，估算当地饮用泉水人数与每人每日取泉水量，计算其泉水价值。K=RE•CE•DE•PE式中：K为每年泉水价值（CNY•a-1），RE为饮用泉水人数（个），CE为每人每日取泉水量（m3•（个•d）-1），DE为每人每年取泉水天数（d），PE为泉水价格（CNY•m-3）。WS=U+K式中：WS为涵养水源总价值（CNY•a-1），U为蓄水价值（CNY•a-1），K为泉水价值（CNY•a-1）。
4.净化空气价值估算方法。城市山岳型生态系统能够有效地吸收有害物质，释放负离子，减轻雾霾。净化空气主要是体现在凝聚粉尘和植物吸收SO2两项指标上。（1）凝聚粉尘价值：F=S1•C2•A，式中：F为生态系统凝聚粉尘价值（CNY•a-1），S1为植被单位面积凝聚粉尘量（kg•（hm2•a）-1），C2为凝聚粉尘所需费用（CNY•kg-1），A为研究区域面积（hm2）。（2）吸收SO2价值：L=S2•C3•A，式中：L为生态系统吸收SO2价值（CNY•a-1），S2为单位面积吸收SO2的含量（kg•（hm2•a）-1），C3为吸收SO2单位投资成本（CNY•kg-1），A为研究区域面积（hm2）。
5.增加生物多样性价值估算方法。生态系统复杂性增强，增加生物多样性的可能性就越大。增加生物多样性利于构建更加稳健的生态系统。采用支付意愿法对增加生物多样性价值进行估算：U生=（D+Y）•A式中：U生为生态系统增加生物多样性价值（CNY•a-1），D为砍伐树木导致每年生物多样性以及游憩的损失价值（CNY•（hm2•a）-1），Y为全球社会性对我国保护森林资源的支付意愿（CNY•（hm2•a）-1），A为研究区域面积（hm2）。
6.旅游观赏价值估算方法。城市山岳型生态系统具有丰富的动植物资源，每年会吸引大量游客旅游观赏。游客的消费价值体现了城市山岳型生态系统的旅游观赏价值。I=UP•H，式中：I为旅游费用（CNY•a-1），UP为游客进行一次旅游所需花费（CNY•人次-1），H为每年景区旅游人数（人次•a-1）。
三、岳麓山生态系统服务价值估算
岳麓山生态系统作为城市山岳型生态系统提供了固碳释氧、保育水土、涵养水源、净化空气、增加生物多样性和旅游观赏等多种服务，但其服务价值未实现货币化、资本化。本文运用生态经济学研究成果结合岳麓山当地实际情况对岳麓山生态系统服务价值进行估算，为岳麓山生态系统提供定量化分析的依据。
（一）岳麓山概况
岳麓山位于湖南省长沙市西城区，是典型的城市山岳型风景区。最高海拔300.8米，面积528hm2，年平均温度17℃，年平均降水量1200至1400mm，属于典型的亚热带季风气候（王凯、李志苗、肖燕，2016）。森林资源丰富，植被主要以亚热带常绿阔叶林和亚热带暖性针叶林为主，共有植物种类174科，977种，其中野生植物占555种，动物资源也极其丰富。自2009年以来，岳麓山风景区实行了免费开放的旅游政策，吸引了更多的人前往旅游观赏。
（二）估算过程及结果
1.固碳释氧价值。岳麓山生态系统固碳（C）价值：2.55×107CNY•a-1；释氧价值：2.63×107CNY•a-1，则岳麓山生态系统固碳释氧价值为5.18×107CNY•a-1。
2.保育水土价值。减少土壤侵蚀价值。岳麓山生态系统每年减少土壤的侵蚀总量为1.06×105m3•a-1，废弃土地面积为1.77×105m2，由此可得岳麓山生态系统减少土壤侵蚀的价值为7.08×103CNY•a-1。将林地中N0.15%、P0.1%、K1%的含量计算，可得岳麓山生态系统减少土壤养分流失的价值为1.07×107CNY•a-1。岳麓山生态系统保育水土价值为1.07×107CNY•a-1。
3.涵养水源价值。岳麓山年平均降水量为1200至1400mm，取1300mm，年平均蒸发量取1200mm，可得涵养水源量为5.28×105m3•a-1，则蓄水价值为3.54×105CNY•a-1。岳麓山周边约有上万住户，取1000人为每日取泉水人数，每人每日约取15m3泉水，按1CNY•m-3计算，因刮风下雨等特殊因素，取泉水日一年按300天计算，则泉水价值为4.5×106CNY•a-1。则岳麓山生态系统涵养水源总价值为4.85×106CNY•a-1。
4.净化空气价值。岳麓山森林种类主要为亚热带常绿阔叶林和亚热带暖性针叶林，凝聚粉尘含量取两种林分平均值21655kg•（hm2•a）-1。可得岳麓山生态系统凝聚粉尘价值为1.94×106CNY•a-1。根据上述表格数据，吸收SO2含量取二者平均值，即152.125kg•（hm2•a）-1。则岳麓山生态系统吸收SO2价值为4.82×104CNYa-1。由上文可得：岳麓山生态系统净化空气价值为1.99×106CNY•a-1。
5.增加生物多样性价值。保护森林即为保护生物多样性的增加而付出行动，社会对我国森林资源保护的支付意愿为112USD•（hm2•a）-1，折合人民币770.56CNY•（hm2•a）-1，砍伐森林会导致生态系统的循环修复能力下降，易造成生物多样性锐减，每年因此造成生物多样性损失价值达400USD•hm-2，即2752CNY•（hm2•a）-1（韩秋萍、张修玉、许振成，等，2014）。则岳麓山生态系统增加生物多样性价值为1.86×106CNY•a-1。6.旅游观赏价值。根据笔者的实地调查，前往岳麓山进行旅游观赏活动的游客支付意愿情况（包含交通费用和其他费用）如下：0元—10元（56.5%），11元—20元（15.2%），21元—50元（13.1%），51元—100元（13.1%），101元—200元（2.1%）。消费情况按5元、15元、35元、75元、150元分别与百分比相乘再加和可得加权平均消费为22.67CNY/人次。在长沙市岳麓山风景名胜区管理局查询得知2015年岳麓山风景区游客人数为5×106人次。则旅游观赏价值为1.13×108CNY•a-1。由于生态系统服务价值中旅游观赏价值的计算一般不考虑游客的时间机会成本，若加入游客的时间机会成本则旅游观赏价值将会更高。
（三）综合价值与分析
通过以上计算可以得到岳麓山生态系统服务总价值为1.84×108CNY•a-1。其中固碳释氧价值为5.18×107CNY•a-1，保育水土价值为1.07×107CNY•a-1，涵养水源价值为4.85×106CNY•a-1，净化空气价值1.99×106CNY•a-1，增加生物多样性价值1.86×106CNY•a-1，旅游观赏价值1.13×108CNY•a-1，各项贡献大小依次为旅游观赏＞固碳释氧＞保育水土＞涵养水源＞净化空气＞增加生物多样性。其中旅游观赏价值所占比例最大，约占总价值的61.34%，这说明旅游业已成为岳麓山的支柱产业。旅游业是一个资源依托型产业，旅游观赏价值依托于生态系统其他的服务功能而存在，生态系统的其他服务功能能为旅游业的发展创造良好的资源环境，是促进旅游业的发展的根本前提。因此，在大力发展旅游业的同时，应加大对自然环境的保护力度，确保生态系统服务功能的完整性得以维系，为岳麓山的可持续发展提供保障条件。
四、结论
篇8
前面已经描述了生态位的含义，那么对于这个抽象的概念如何进行衡量呢?描述清楚生态位对战略制定有何作用?
1生态位的表现因子。生态位是指企业在产业生态系统中所处的环境状态、自身的资源禀赋以及在生态系统中的竞争位置情况，它描述的是一个企业对外部环境依赖的大小程度以及自身生命力大小的一个重要指标。因此，只有将外部环境和内部要素结合起来进行思考，才能制定出合适的战略。
企业生态位的表现因子可以从两个维度来进行考虑：
(1)环境维度：指企业所面对的外部环境，由于是处于产业生态系统当中的，因此，外部环境既指生态系统外的一切因素，又指产业生态系统中同种物种所施加的环境。
环境维度对于生物而言，意味着其生存的环境，比如温度，水，阳光，草原等，这些是物种生存所必备的基本条件，在产业层面上，本文将环境维度用以下因子加以描述：
①发展环境和行业政策
②市场结构特征
③行业特点与发展阶段
发展环境和行业政策是对外部环境的一个总称，不仅仅对于产业生态系统内的企业，对于外部企业，也同样适用于这样的环境。这是企业乃至产业生态系统生存的大背景。对于这个因子，更多需要考虑国家的经济发展指数以及政府部分对于行业发展的态度，很明显，企业在经济萧条与繁荣时期的存活难易程度是不一样的，而对行业发展的态度会体现在政府政策当中，同时，发展环境与行业政策还体现于企业对于环境的敏感程度和依赖程度。
市场结构特征主要考虑行业的市场结构特点以及进入、退出壁垒。市场结构则为市场上的竞争状况，体现为企业数目的多少以及市场上同类企业的大小、强弱，而进入、退出壁垒则表示进入或者退出此行业的难易程度。
行业的特点与发展阶段包括两个内容。一是行业的特点，主要侧重于财务方面进行体现，比如有些行业利润率比较高，有些行业净现金流产生比较及时。另一是行业发展阶段，这是描述行业是处于朝阳产业还是夕阳产业的重要变量。
(2)内部维度：指企业的内部禀性及其综合的管理水平和竞争实力。这就好比生物是吃草还是吃肉一样，每个企业在产业生态系统内部都有其固定的禀性，同样，“早起的鸟儿有虫吃”，这也反映了生物的自我管理能力。
内部维度对于生物而言，意味着该生物的特性，比如在食物链条中的位置，食物特性等，这些是生物发展壮大的条件。那么在产业层面上，本文将内部维度用以下因子加以描述：
①价值链条中的位置
②企业综合竞争力水平
③价值链条的个数
价值链条中的位置，主要体现为企业附加值的多少，如企业处于价值链条的底层，则表示其附加值比较低，而处于价值链条的顶层则表示附加值很高。这就如同食物链中生物所处的位置，显然，所处的位置不同，对于企业自身的影响和要求是不同的。
企业综合竞争力是一个很广泛的指标，统指企业的综合实力，这是：企业内部的重要特性，包括技术创新，生产制造，组织管理，营销管理等多个层面。
价值链条的个数则是对企业在产业生态系统中的受联系多少的度量，价值链条数多，则表明该企业在价值链中被广泛联系，因而具有较重要影响，相反，价值链条少，则表明企业参与产业生态系统的联系较少，企业在产业生态系统中的业务比较单一，风险较大。
将生态泣的表现因子概括如下(表2)：2生态位表现因子特征及战略含义。作为一个企业，其主要有两件重要的事情：一为生存，二为发展。环境维度更多地考虑了企业的生存，如果对环境维度进行量化打分，则需要设置一个基准分，基准分则表示企业仅仅能维持生存，也即环境维度拘考量上需要有一个最小基准，这也是企业存在的必要条件，具备了这样的环境，企业才能生存下来，而比基准分高的等绩则有：基本维持生存、生存环境良好，生存环境优异等。
而内部维度更多地考虑了企业的发展问题，如对其进行量化打分，则得到企业的发展指数，根据发展指数的大小，可以将其分为：有基本发展，有较大发展，有很大发展等多个等级。
因此，从环境维度和内部维度进行考虑，企业竞争战略的制定具有很重要的意义：
对于基本维持生存的企业，其首要战略是解决自身的生存问题，并且需要严重关注环境的变化对自身带来的不利影响，提前应对，加强风险防范，同时，迅速行动，不断积累自身实力，扩大规模，改变对于环境的严重依赖性。
对于生存环境较好和优异的企业，其生存问题不会受到威胁，企业的主要战略是争取较快的发展速度。因此，此时需要落实到对发展指数的评估上，如果企业基本发展或者有较大发展，则要分清其中的原因，或者拓宽自己在产业生态系统中的链条，或者提升自身在价值链条中的位置，或者拓展自身的综合管理能力。如果企业有很大发展，则主要采取维持战略。参见图4：
三、电信产业生态系统的构成及生态位
1电信产业生态系统构成。电信产业生态系统，是在一定时间和空间内由相关电信企业、消费者和市场与其所在的自然环境、经济环境和社会环境组成的整体系统。
电信产业生态系统由供应主体、需求主体和产业协调者三部分构成。参见表3：
在上述电信产业生态系统的构成表中，我们可以看出，进行竞争战略制定研究的重点在于该生态系统的供应主体，供应主体是产业生态系统的最重要组成部分，而对于需求主体以及产业协调者，为了讨论问题的方便，均可看成是供应主体所面临的环境。
在供应主体中，最为主要的是运营商，内容与服务提供商。设备制造与集成商。
2电信产业生态系统企业生态位。根据表2中所列出的生态位表现因子进行分析。
(1)运营商。在中国经济高速发展的大背景下，我国电信运营业经历了一系列重大改革，自1994年联通公司成立，1998年邮电分离，1999年移动、寻呼剥离，2002年电信与网通南北分拆，中国电信市场上形成了移动、电信、联通、网通、铁通和卫星通信的“5+1”竞争格局，直到2008年，电信业务重组，形成了中国移动、中国电信、中国联通三大全国性业务运营商，电信行业是关系国计民生的重大行业，国家在政策层面上必将继续大力支持。因此，从运营商所处的发展环境和行业政策角度，正面临大好的发展机遇。
从市场结构角度，目前三大全国性业务运营商，形成了垄断竞争的格局，而且电信网络的铺设需要大量的投资，因此，运营商是一个进入退出壁垒都很高的行业。
从行业特点与发展阶段角度，该行业具有前期投人大，后期运营成本小的特点，行业发展的商机无限，随着经济交往的频繁和人民收入的提高，对通信的需求越来越多。
在价值链角度，电信运营商处于价值链的顶端，是最接近消费者的，而且价值链数目较多，成为了整个生态系统的中心，是产业生态系统的价值枢纽。虽然内容与服务提供商也直接面对消费者，但是，大部分业务必须有运营商的网络环境方能进行。
在企业竞争力上，我国三大电信运营商总体竞争力较强。
(2)内容与服务提供商。在环境角度，内容与服务提供商没有运营商那么优异的生存环境，但是，随着整个电信产业的兴起，这些企业的发展环境和产业政策较好；对于市场结构，内容与服务提供商则呈现出白热化竞争的态势，进入和退出壁垒比较低。
在价值链上，内容与服务提供商处于底端，离消费者较远，当然，与消费者也有许多直接接触，但是，在电信产业系统中很难摆脱运营商的网络环境。
(3)设备制造与集成商。设备制造与集成商具有与内容与服务商类似的环境维度和内部维度，所不同的是该行业进入和退出壁垒稍大。这些企业主要包括终端设备(如手机)提供商，系统集成商，网络设备(如路由器)提供商。对应的企业有三星，华为，Ericsson等。
以下将这三大供应主体的生态位表现因子评估情况列表如下(见表4)：
四、电信产业生态系统中企业的竞争战略选择
结合前面的分析，讨论运营商、内容与服务商、设备制造集成商的基本战略方向。
1运营商。根据生态位表现对竞争战略的选择，运营商应选择紧跟时代的维持战略，紧跟时展态势，保持在产业生态系统中的生态位。具体策略有：
(1)努力维持目前的产业环境和价值链结构。
(2)不断加强管理，提升自身的综合竞争力，与其他运营商抗衡。
(3)细分客户市场，提供个性化的增值服务，不断开拓新的业务领域。
2内容与服务提供商。根据生态位表现对竞争战略的选择，内容与服务提供商应选择有针对性的发展战略，具体策略包括：
(1)努力营造良好的行业环境，推行行业标准，进行行业的重组和整合。
(2)加强与电信运营商的战略性合作，稳固提高自身在价值链中的地位。
(3)开拓与顾客直接式接触领域，拓展营销渠道。
3设备制造与集成商。根据生态位表现对竞争战略的选择，设备制造与集成商应选择有针对性的发展战略，应注意应用的具体策略包括：
(1)塑造良好行业环境，抢占行业标准，提高自身竞争力。
(2)加强与电信运营商的合作，
(3)开拓与顾客直接式接触业务，进行业务的多元化。
篇9
关键词：水利生态系统 可持续发展 启示
1 前言
我国已经规划实施了一系列以保障生态用水，维护生态平衡为目的水利生态项目。水利生态项目能否长期稳定发挥作用，如何实现水资源与生态系统的协调及可持续发展是迫切需要解决的问题。本文针对这一问题简述了相关领域的研究现状，以期起到一定指导作用。
2 可持续发展研究
由于生态环境资源的可持续性是经济、社会可持续发展的前提，可持续发展的经济是社会可持续发展的物质基础，而可持续发展的社会是人类的理想目标，因此，所有的可持续发展方向的研究都是相互依存的，只是由于研究问题的角度、侧重不同，形成了不同的研究方向。
鉴于水资源在流域乃至全国可持续发展的重要意义，学者们从理论、方法和实证等方面系统地研究了水利可持续发展的战略、规划、管理等问题，为水资源的可持续利用做了大量的研究工作。按照水资源的特点和可持续发展的理念，从不同的角度展开了水资源价值、水权、水市场的研究，为建立可持续发展的水资源综合管理模式奠定了基础。
随着可持续发展从概念、理论、模型、可持续发展状态评价的研究到实现途径的发展，科学进步与制度安排对可持续发展的作用逐渐得到重视,戴维·皮尔斯与杰瑞米·沃福德，在对典型发展中国家资源环境问题的分析基础上提出只要能够进行恰当的制度安排，可持续发展是可以实现的。奥斯特罗姆的研究表明，发展中国家可持续发展面临的最大问题在于如何形成有效的制度安排，以实现资源或公共物品的有效供给与保护。从制度视角进行可持续发展的机制研究，改变条块分割的管理体制,建立能够综合调控社会生产和生活活动以及生态和环境结构与功能、信息反馈灵敏、决策水平高的机制是实现可持续发展的关键和保证。
3 生态系统服务功能价值研究
生态系统对人类的生存和发展起着重要的作用，水利生态项目的实施提高了生态系统服务功能的价值，了解和掌握生态系统服务价值的研究对于水利生态系统具有重要意义。
国际上对生态系统服务的价值评估研究始于70年代，Constanza等将生态系统提供的商品和服务称为生态系统服务。Pearce等、McNeely等、Turner等的研究，奠定了自然资本与生态系统服务价值分类理论研究的基础。生态系统服务的总经济价值包括利用价值和非利用价值两部分，利用价值包括直接利用价值、间接利用价值和选择价值，非利用价值包括遗产价值和存在价值。
对受损生态系统恢复其生态系统服务价值的评估，国际上也有研究，Loomis J等用条件评价法（CVM）对恢复美国普拉特河流域的水的自然净化等经济价值进行了研究。但CVM方法主观性强，很大程度上依赖于被调查对象对价值的追求、价值判断、价值选择。另外，国内外对农业生态也进行了生态、经济、社会等方面的综合分析如Golam Rasul等。范大路对生态农业投资项目外部效益评价研究等等。
鉴于对生态系统过程和功能的了解存在许多不确定性，生态系统定价理论及方法的不完善以及价值评估研究所需资料的缺乏等，使得生态服务价值的定量化存在难度。其价值评估发展的趋势是采用社会科学与自然科学相结合的方法，进行学科的有机结合和集成创新。构建生态系统与经济系统、社会系统综合分析的框架。正如 R. Kerry Turner 等建议的那样，构建生态经济分析的综合框架，将经济评价、综合分析、利用者分析、多目标决策相结合，为生态系统可持续发展提供依据。
4 生态配水研究
水是生态系统不可或缺的要素，随着对水资源和生态系统保护的重视，保证生态用水，维护生态系统平衡，实现人类一社会一经济一生态环境系统的可持续发展，逐渐成为人们的共识。生态配水研究与水资源配置研究有关，一般流域水资源合理配置的研究主要包括配置的内在机制研究、模型与方法、实践操作和合理性评价研究。
国际上所进行的流域水资源配置行为, 所依赖的内在机制可分为以边际成本价格进行水资源配置(MCP) 、以行政管理手段的公共(行政) 水资源配置(P/ AWA)、以水市场(WA) 运行机制进行水资源配置和以用户进行水资源配置(UA) 等4个方面，而将生态系统作为配置的一个组成部分，主要是以行政手段和市场手段为主。Giannias和Lekakis 采用生态经济学方法，提出了从政策的角度，保证生态配水。在美国明尼苏达州，通过立法进行生态配水，按照用水部门用水权的优先度的高低来配置。非洲国家津巴布韦通过供水能力和水权许可制度来保证包括生态系统在内的各部门的用水需求。
目前我国水资源配置机制仍主要以行政指令配置为主, 部分地区出现了市场配置和用户参与式配置, 如东阳－义乌水权交易就是市场配置的案例, 另外还存在一些小规模的非正式市场的水交易。总体上，水资源配置模式主要包括: 市场配置、行政配置、用户参与式配置以及综合配置模式。
生态配水是近年来在生态需水这一热点研究领域基础上提出的问题，旨在通过向生态系统分配合理的水资源以达到保护和改善生态环境的目的。目前，根据水资源配置模式和方法，考虑生态系统的特点，对生态配水的研究主要从制度配置、内因性配置、优化配置和协调配置方面进行。制度配置主要根据非科学技术手段对生态用水进行配置。
5 结论
综合上述三个方面研究的现状，本文对水利生态系统可持续发展的研究启示为：
①根据可持续发展系统学方向的研究思路，以综合协调的观点，考虑生态系统自身的配水需要与水资源的优化配置关系，考虑所涉及的各主体之间的利益平衡关系，体现生态、社会、经济等系统间相互制约、相互作用、相互协调的关系，以此探讨水利生态系统可持续发展的运行机制。
②鉴于制度保障对于可持续发展的重要性，如何建立水利生态系统可持续发展的制度保障体系，是实现水利生态系统可持续发展的关键和保证。
③水利生态项目的实施对生态系统服务功能价值的提升具有重要意义，从目前相关的研究成果来看，精确评估生态系统服务功能的价值是难以实现的，如何体现和评估生态系统的改善所产生的生态、社会、经济等绩效是研究水利生态系统可持续发展的重要内容之一。
④水利生态系统可持续发展模型的建立及其求解方法应充分体现生态配水中所论述的制度、内因性、优化和协调配置的优点，建立完善的水利生态系统研究的理论体系，实现水资源的合理配置及其与生态系统的可持续发展，最终达到水利生态系统可持续发展的目标。
参考文献：
[1]S. K. Sikdar. Technologies for sustainable development. Clean Products and Processes, 2000,2(1):1～1
[2]Jordan Geraldine J., Fortin Marie-Josee. Scale and topology in the ecological economics sustainability paradigm. Ecological Economics, 2002,41(2):361～366
[3]钱正英,张光斗.中国可持续发展水资源战略研究综合报告及各专题报告.北京:中国水利水电出版社,2001
篇10
【关键词】生态效益 森林价值
一、森林生态效益及其价值的基本内容
（一）森林生态效益概念和种类
森林生态效益，是指在森林生态系统及其影响所及范围内，对人类有益的全部效益。于振伟等认为森林生态效益，是指在森林生态系统及其影响所及范围内，对人类有益的全部效益，它包括森林生态系统中生命系统的效益、环境系统的效益、生命系统与环境相统一的整体提供的整体效益以及由上述客体存在而产生的物质和精神方面的所有效益;郎奎建等（2000）把森林生态效益定义为：森林通过物理和化学作用，对生命和环境组成地球生物圈提供直接和间接的有利人类的，具有使用价值和“公共商品”特征的森林涵养水源、保持水土、改善小气候、净化大气等公益效能。森林的生态效益往往不能直接用货币的形式来计量，但可以通过间接的形式来计量，因而人们也将森林的生态效益称为间接经济效益或间接利用价值。
本文认为森林生态效益是指森林资源具有的生态效用性和森林生态功能被社会利用产生的效果性的效益总和。森林生态效益具体包括森林涵养水源、水土保持、防风固沙、固碳持氧、净化大气、消除噪声、减轻水旱灾、保护野生生物、增加旅游效益等多个方面。候元兆等根据国家“九五”攻关专题“林业生态工程管理信息系统，效益观测与效益评价技术研究”文本，界定森林有涵养水源、保持水土、抑制风沙、改善小气候、吸收二氧化碳、净化大气、减轻水旱灾害、消除噪声、游憩资源、野生生物保护十种生态效益。
（二）森林生态效益价值的概念
森林资源总价值等于它的直接使用价值、间接使用价值、选择价值及存在价值之和。森林直接使用价值主要指它的木材价值，由市场直接计量。后面三种属于非直接使用价值，它们基本上是市场失灵的。存在价值主要是由生物种群生存权定义的价值，这种在生存权意义上的价值是不能经济计量的，至于选择价值更不好进行经济计量。所以从目前来讲森林资源总价值主要由它的直接使用价值和间接使用价值构成。本文中所指的森林生态效益价值主要是森林资源中具有间接使用价值特征的森林生态服务价值。
二、森林生态效益价值研究的意义
森林具有生态、经济、社会三大效益，随着人类对生态需求的不断增加，森林生态效益的价值不断提高，并大大超过森林直接经济效益。开展森林生态效益价值研究，具有十分重要的理论意义和现实意义，主要体现在以下几方面：
（1）有助于提高社会公众对森林重要性的认识。森林生态功能是强大和多方面的。森林生态效益经济计量的实现，可以将森林具有的生态效益以货币量形式公诸于社会，巨大的效益转化成具体的货币数量，这可使人们对森林生态效益及其产生的对环境的巨大影响作用的认识更具体、更形象，同时也更具说服力，从而进一步引发社会公众对生态建设状况的关注，培养他们树立生态环境意识和生态道德观念，并引导他们以实际行动积极投身林业和生态建设。
（2）有助于运用经济手段保护森林生态系统。从经济学角度分析，森林生态效益具有显著的外部经济性，价值补偿无法通过正常的市场途径得以完全实现，森林所有者缺乏保护经营的经济动力，从而制约了森林的可持续经营，影响了生态环境建设。为达到森林资源的优化配置，需要采取适当的措施对森林生态效益进行补偿，以解决森林的外部效应和市场失灵问题。因此开展森林生态效益价值研究，是运用经济手段特别是通过建立森林生态效益补偿制度来保护森林生态系统的前提和基础性工作。
（3）有助于建立综合的经济与资源环境核算系统。对森林等自然资源进行核算并纳入国民经济核算体系是实现经济社会可持续发展的基础。目前，我国正在进行自然资源核算的研究和试验，在可持续发展经济政策中应建立资源核算的理论，新的核算体系将成为协调经济发展与自然资源持续利用和保护的一种有效手段。因此，开展森林生态效益价值研究，也是建立综合的经济与环境核算体系的重要组成部分，对建立绿色GDP核算体系、推进林业可持续发展具有重要意义。
（4）有助于构建具有良好结构和功能的森林生态体系。森林生态效益的价值研究也是实施林业建设的重要工作基础。只有在确认了森林生态系统带给人类的价值高于林业建设的投入时，人们才会认识到林业建设的工作是有意义的，只有充分认识不同类型森林的结构、功能及其效益，才能根据不同的社会需要和经营目的实施林业建设，构建具有良好结构和功能的森林生态体系。因此，开展森林生态效益价值研究，认识不同森林类型的价值，对更好地指导人们参与林业建设、构建比较完备的森林生态体系具有重要意义。
参考文献：
[1]我国生态补偿机制与政策研究课题组.我国生态补偿机制与政策研究[M].北京：科学出版社，2007.
[2]于振伟，陈玮.森林生态效益补偿机制研究[J].中国林业企业，2003（3）.
