自然生态系统保护管理范文

导语：如何才能写好一篇自然生态系统保护管理，这就需要搜集整理更多的资料和文献，欢迎阅读由公务员之家整理的十篇范文，供你借鉴。

篇1

关键词：生态系统健康；生态恢复；生态修复；生态重建；生态工程

中图分类号：F205文献标识码： A

1生态系统健康及其诊断

1.1 生态系统健康的提出及涵义

从生态系统观点出发，一个健康的生态系统是稳定和可持续的，能够维持其组织机构、自给及对胁迫的恢复力；从人类需求考虑，健康的生态系统能提供维持生态系统服务能力等。所以，，健康的生态系统不仅在生态学意义上是健康的，而且有利于社会经济的发展，并能维持人类群体的健康。

1.2 生态系统健康的类型

1.2.1 生态系统健康为一级区

生态组织结构十分完整合理，系统活力极强，外界压力小，无生态异常出现，生态系统的生态功能极其完善，系统极其稳定，处于可持续状态。

1.2.2 生态系统较健康为二级区

生态组织结构合理，系统活力较强，外界压力较小，无生态异常，生态系统的生态功能较完善，系统尚稳定，处于可持续状态。

1.2.3 生态系统亚健康为三级区

生态组织结构完整，具有一定的生态系统活力，外界压力较大，接近生态阈值，系统尚稳定，但敏感地带多，已有少量的生态异常出现，可发挥基本的生态功能，生态系统尚可维持。

1.2.4 生态系统不健康为四级区

生态组织结构出现缺陷，系统活力较低，外界压力大，生态异常较多，生态功能已经不能满足维持生态需要，生态系统已经退化。

1.2.5 生态系统患病为五级区

生态组织结构极不完整合理，自然植被被斑块破碎化严重，活力极低，出现大面积的生态异常区，生态系统已经恶化。

2生态恢复及其类型与相应的生态工程

2.1 生态恢复的含义

国际恢复生态学会提出以下三个定义：①生态恢复是修复被人类损坏的原生生态系统的多样性的动态过程；②生态恢复是维持生态系统健康及更新的过程；③生态恢复是帮助生态整合的恢复和管理过程的科学，生态系统整合性包括生物多样性、生态过程的结构、区域及历史情况、可持续的社会实践等广泛的范围。

2.2 生态恢复的类型与相应的生态工程

2.2.1 生态预防和自然保护区

生态良好区域及重要生态功能区采取生态预防，要充分保护和利用生态系统的抵抗力，建立自己自然保护区是最有效的保护形式。

2.2.2 自然恢复与封育

自然生态系统的进化具有可持续性，就是因为其具有一定的依靠自身力量实现生态自我恢复的能力。天然的生态系统已受到人为干扰影响，但其受害只要是不超负荷的，压力和干扰被解除后，就可以逐步恢复其结构和功能。对此区域，要重视自然封育，充分利用生态系统的天然恢复能力。因此，“自然恢复”就是依靠自然演替来恢复已退化的生态系统。

2.2.3 生态修复与补播、放流

如果生态系统的受害是超负荷的，在解除干扰或减轻干扰的情况下，只依靠自然过程并不能使系统恢复到初始状态，这就必须采取人为的措施帮助恢复其组织机构和功能。自然生态系统生态修复的主要措施是施以人工更新或人工促进更新，如草场的补播改良；在更新能力缺乏的林地应用飞播补植一些树种；在沿海及江湖实施人工放流生物幼苗等。

2.2.4 生态重建与人工生态工程

生态恢复最本质的目的就是恢复生态系统的必要功能并达到系统自己能够维持的状态。当自然生态系统的组织机构和功能受到严重干扰和破坏，依靠自然演替恢复或生态修复都不可能使生态系统恢复到原始状态时，对这样的区域就必须进行人工生态设计，实行生态重建。如对严重退化的草场，可以引进适合当地气候的草种，通过建设人工草场增加地面的植被覆盖，在此基础上在进行更进一步的改良；在宜林荒山、荒坡、荒滩、则可营造人工林，增加森林覆盖率，改善生态环境；

3生态系统健康与生态恢复及工程的相应关系

3.1 生态系统健康采取生态预防、建立自然保护区等措施

自然生态系统处于健康状态，应当充分利用和保护其抵抗力，采取生态预防的对策，如建立自然保护区、森林公园、湿地公园或重要生态功能保护区等。

3.2生态系统较健康采取自然恢复、实施封育措施

自然生态系统处于较健康的状态，应当充分发挥、利用和保护其恢复力，采取自然恢复的对策，实施封育措施；森林生态系统处于较健康状态，应当采取封山育林的措施；草原生态系统处于较健康状态，应当采取草原封育的措施；荒漠生态系统处于较健康状态，也应当采取封育的措施；海洋和海岸生态系统及陆地水生生态系统处于较健康状态，则应采取禁渔或季节性禁渔的措施；湿地生态系统处于较健康状态时也应采取相应的封育措施。

3.3生态系统亚健康状态采取生态修复，实施补播、放流等措施

自然生态系统处于亚健康状态，应当采取生态修复，实施补播、放流等措施。森林生态系统处于亚健康状态，应采取飞播造林措施；草原生态系统处于亚健康状态，应采取补播、飞播牧草等措施；海洋生态系统和陆地水生生态系统处于亚健康状态，则采取放流的措施。近年来我国在沿海和一些河流、湖泊都采取了放流措施。

3.4生态系统不健康或患病，采取生态重建方式

自然生态系统处于不健康状态或患病状态，其恢复力已很弱或没有，因此必须依靠人为的作用使生态系统重建，就是说要采取生态重建的对策，采取建设人工林、人工草场、人工湿地、人工绿洲等工程措施。

4结论

4.1 各种生态系统的健康与生态恢复及工程的关系不尽相同

各种生态系统的健康与生态恢复及工程的关系大同小异，又不尽相同。如荒漠生态系统处于不健康或患病状态，不同于森林、草原生态系统采取生态重建对策和建设人工林、人工草原的措施，而是采取自然恢复与封育的措施即可；海洋生态系统和陆地水生生态系统处于不健康或患病的情况下也很难采取生态重建及建设人工生态系统的对策，而往往采取自然恢复和生态修复的对策及休渔与放流的措施。

4.2生态监测与调查是基础，生态系统健康评价是关键

只有通过生态监测与调查才能获得大量必要的信息与资料，并对此进一步分析与评价，但自然生态系统类型很多，若采取不同的评价体系和方法，势必难以取得可比性，难以决定相应的对策与措施。生态系统健康的理论和方法，为将不同生态系统的状况统一标准进行评价提供了可能。

4.3根据“诊断”，采取相应生态恢复对策及工程措施

根据对生态系统健康状态的“诊断”，对症施医，采取相应的生态恢复对策及工程措施，是生态保护的总体思路。

参考文献：

[1]肖风劲，欧阳华。生态系统健康及其评价指标和方法[J]。自然资源学报。2002，17（2）：203～209

[2]沈文君，沈佐锐，王小艺。生态系统健康理论与评价方法探析[J]。中国生态农业学报，2004，12（1）：159～161

[3]宋轩，杜丽平，李树人。生态系统健康的概念、影响因素及其评价的研究进展[J]。河南农业大学学报，2004，37（4）：375～379

[4]师尚礼。生态恢复理论与技术研究现状及浅评[J]。草业科学，2004，21（5）：1～5

[5]杨京平，卢剑波。生态恢复工程技术[M]。北京：化学工业出版社，2002

[6]彭少麟。退化生态系统恢复与恢复生态学[J]。中国基础科学，2001，（3）：18～24

篇2

关键词 森林；生态系统；可持续；植被恢复；策略

中图分类号S4 文献标识码A 文章编号 1674—6708（2012）76—0108—02

森林生态环境是自然生态系统的基本构成要素，森林植被是维护和恢复森林生态系统平衡的重要组成部分，它是构成我们这个世界的最基本的要素[1]。近些年来，伴随着经济、社会和文化的发展，在人类生产活动与自然因素的相互作用下，森林生态系统向着截然不同的方向演变发展。森林资源的过度开发和毁林建设的活动使得自然生态系统的平衡遭到严重破坏，造成了严重的森林生态系统及其功能退化。因此，保护和恢复森林生态系统有利于促进经济和社会的可持续发展，已逐步成为社会共识[2]。

1 森林植被恢复的理论

1.1 森林植被恢复重建的基本理论

对于生态系统恢复重建的研究，最早开始于100年前的森林、草原和生物物种等自然资源的管理研究，并在20世纪80年代期间得到迅猛发展[3]。

森林生态系统恢复最基本的理论是—恢复生态学，它是森林生态恢复和建设一个最重要的理论基础。森林植被生态系统恢复研究的主要内容有以下几个方面：1）森林资源生态退化的因素，如人类的过度开发、稀有林木的不可再生；2）森林植被生态系统退化的特点，如生态系统退化的进程和发展趋势；3）森林植被生态系的可恢复性和重建作用评价，如对生态系统恢复的经济、社会和文化价值进行评估；4）生态系统功能恢复技术，如生态恢复所需土壤、水分和氧气技术；5）生态恢复系统的生态学过程研究，如生态恢复过程中物质循环与能量变化过程；6）森林资源退化的生态恢复和重建的基本理论等，如对植被恢复的生态系统重建进行研究。

大量的自然生态恢复实践证明，森林植被的生态环境随时空和环境的变化而变化，受区域环境以及研究目标的影响，恢复生态学理论仅仅适宜于建立一个与原有生态系统基本相似的自然生态系统。

1.2 森林植被恢复重建的具体理论

森林植被恢复所构建的是具有多样性物种的自然生态系统，目的在于追求恢复生态系统功能、改善恢复区的生态状况。而恢复生态学这门学科并不成熟，未具备一套关于生态恢复完善的理论体系，因而当前阶段森林植被恢复研究的具体理论大多来自普通生态学的恢复重建原理。

森林植被的存在与气候、以及气候的不断迁移耦合理论是构成森林植被恢复重建的最基本理论[4]。植被的出现、成长以及演变均是在较大的空间内形成的，它受到环境背景的影响同时又改变着环境。植被的生长和繁衍是外部多种生态因子综合作用的结果，而其中一些生态因子是植被生长和繁衍的关键性因子，植被对外界环境依赖程度决定了植被的生态范围。因此，森林植被资源的恢复和重建工作应建立在它们历史上所生长的空间上。

2 森林植被生态系统恢复的途径和方法

森林植被退化现象目前在全球蔓延，既有人为利用过程中的不合理因素，也有天气干旱等方面的因素。森林植被恢复最根本的途径是运用现代技术、科学合理地对森林植被进行恢复和重建。通过大量的生态恢复实践经验，从推动资源可持续发展利用以及恢复生态学学科发展两方面来看，在森林资源的恢复重建进程中，应当注意探讨以下几个方面的问题，并采取相应的策略。

2.1 森林植被退化的历史演变因素探讨

植被的生长离不开历史事件的演化，生态学这门学科受历史时间事件影响较深。植被的出现和生长随着时间的推移不断变化，植被过去的选择空间已形成了当前的生长结构，影响着现代生态学学科的进程和生态景观。我们必须对植被生长的过程，历史演变的进程以及植被退化机理等问题进行深入研究。以及探究人为因素、外界环境干扰对森林生态系统重建的影响，以及生态系统恢复过程中对外界干扰类型的响应规律。

2.2 森林生态系统恢复的生态学研究

植被的恢复是生态系统稳定的关键性因素，生态系统恢复的一个重要最终目的就是随着植被的恢复，系统内的动植物和生物物种也随之增多，最终形成自我维持的生态系统持续状态。以此为基础，我们对恢复过程中生态系统的生长过程进行研究，从而了解在外界环境的影响下生态系统的变化。

2.3 森林生态恢复的植被安全问题

实践证明，在生态系统恢复进程中生物病毒的入侵、动植物适宜环境的缩减通常会造成生态被恢复区域的巨大损失。因此，在森林生态恢复与重建区域应当建立生态安全风险评级机制，预留森林生态恢复的可替代植被。同时加强现有森林资源的经营管理理论与技术研究，对森林生态恢复的植被实施不间断监测和定期评价[5]。

2.4 森林生态系统恢复的植被选择空间的操作问题

我国目前对森林生态系统恢复的研究还停留在小范围的、局部区域，缺乏从大空间上对生态系统的恢复宏观研究。只有进行大范围的研究生态系统的恢复重建，森林生态系统恢复和重建的作用才有意义，研究价值才能得到具体的体现。为更好的保护和提高森林生态环境的有效恢复，社会各界都应提高自身的防范意识，从自我做起，关爱每一株植物的生存。

3 结论

实行森林植被的恢复和重建工作是实现生态系统恢复、森林资源可持续利用和发展的重要基础。本文结合我国目前森林生态系统建设现状，运用森林植被恢复理论，分别从森林植被退化的历史演变因素、森林生态系统恢复的生态学研究、森林生态恢复的植被安全问题以及森林生态系统恢复的植被选择空间的操作问题等方面着手，探讨了森林植被恢复重建的途径和方法。

参考文献

[1]张厚华，傅德志，孙谷畴.森林植被恢复重建的理论基础[J].北京林业大学学报，2004（1）.

[2]何绍顺.浅析云南森林植被恢复和保护技术[J].福建林业科技，2002（1）.

[3]任海，彭少麟.恢复生态学导论[M].北京：科学出版社，2001.

篇3

关键词：生态学；风景园林设计；植物群落

生态学下风景园林设计是当前我国园林建设的一种新型发展思路和趋势，能够把生态学的概念完全融入到其中，可以说是可持续发展下的重要产物之一。在有效保护环境与保护地球家园的浪潮之中，生态风景园林设计的出现恰似一股清风，已成为园林设计发展的发展方向。它对园林的可持续发展提出了新的更高的要求，要求切切实实地把生态效益摆在首要位置来抓，并结合其所具有的社会效益和经济效益，把有效维护与改进生态环境作为生态风景园林设计的主要目标，从而为我国社会经济的持续发展营造良好的发展氛围。

一、生态学视野下的园林

就生态学体系而言，园林所具有的生态性应当切实满足以下三个不同层面上的标准：（1）从宏观尺度来说，其生态过程、能源和物质之使用能够促进全世界生态系统的平衡稳定实施；（2）从中观尺度来说的，其环境的建构应符合生态化之原则，生态环境系统具备鲜明的地域性、多元化和合理化等特点，具备自我演替开发的能力；（3）从微观尺度来说，其具体空间与实体形象应全面考虑和包括人在内的生物个体上的彼此互动关系，这样一来就能唤起现代人对生态意象所产生的文化体验和美学感受。所以，在园林设计过程中，所牵涉的诸多生态学分支中含有人类生态学、植物生态学、城市生态学、生态系统生态学和景观生态学等。

二、生态学视野下的风景园林主要类型

1.人工自然植物群落

要结合当地实际情况，因地制宜地使用植物来创设出人工自然形式生态，从而有效保护当地环境，做到减灾、防灾，并保持当地植物的生态平衡。要更加合理地使用土地，让各个行业和光、气、水等相关环境条件之间能组成一个结构丰富、功能齐全而且稳定的人工型植物群落，推动各类物质在这一人工植物群落中得到全面地良性循环运用。这样一来，能量也能够得到多层次的全面利用，进而产生出高效而又和谐的现代生态循环系统。

2.生态功能植物群落

主要是指合理配置植物，从而形成相应的形态结构，运用植物的分泌物与其所具有的挥发性物质，实现增进人体健康与防治各类疾病的目的。比如，香樟、玉兰和含笑等植物就能够挥发出富含杀菌成分的芳香油类，并对以上植物实施科学配置，能够形成综合效应，在风景园林中的步道边等处种植此类植物，能够有效发挥保健与预防疾病之作用。抗逆性植物群落通常体现为能够净化空气与防尘，进而较好地保障现代人的身心健康。因为如今的城市大气之中含有数千种污染物，立足于合理地配置抗逆性植物，即可发挥吸附灰尘以及过滤等作用，而且也可通过生理化学反应来吸收空气之中的各类污染物。

3.生态经济植物群落

这一植物群落能够让现代人在优美的风景园林环境之中得到丰富的知识，激发现代人热爱自然与珍惜环境的良好生态意识，并让人们在观察与学习自然的进程中真正认识到环境保护的重要价值。要在不同的条件下创建人工生态经济植物群落，发展具备良好经济价值的乔类、灌类、药类、草类植物和苗圃基地等，不仅能够有效满足当前市场的实际需求，而且还能得到相应的社会效益。

4.人文景观植物群落

特定文化情境要求植物种植与配置一定要与环境保持和谐，从而创建出和谐的文化情境。比如历史遗址、纪念园林和寺庙等，在此条件之下的植物群落配置要和建筑材料、形式与色彩等保持一致。不同类别的植物材料，其组合形式和布局通常都会形成不一样的景观成效。比如，松与柏的相互结合种植，能够形成庄严而又肃穆的效果；在疏林草地中不规则地种植颜色丰富的花丛能够给人们以轻松、明朗的感觉。

三、生态学在风景园林设计中的主要应用

1.切实保护已有的各类生态系统

在如今的风景园林设计过程中，工程设计者们均应意识到，不管设计地多么合理，人工创建的生态系统一直难以与自然生态系统相提并论，尤其是无法具有自然生态系统的多样性和稳定性。所以，风景园林设计者们应结合本地的实际状况，保护与利用目前的自然生态系统，并合理运用生态系统中的各类自然要素，以求尽量减少出现人工雕琢类痕迹，达到一种浑然天成的自然和谐的园林意境。比如，美国的黄石国家公园当中基本保持了固有的自然生态体系，人工对其的影响非常小，园林中的生态体系十分丰富与稳定。实际上，如果刻意改变现有的自然生态系统，不但无法实现自己的目标，而且还会出现反作用。只有以目前的生态系统为基础加以保护与完善，才能真正设计出具备自然风格的现代风景园林，从而促进所在区域的和谐发展。

2.精心选择地方性植物

通常状况下，除了极少数的植物品种之外，植物对土壤和气候等具有较为固定的要求，不同类别的植物间具有大量无法预测的因素。所以，为切实减少植物物种入侵和不同植物彼此间的制约关系，在风景园林的设计过程中应当尽可能选择地方性的植物。以上植物在长时间的发展与演变之中，已基本适应了本区域内的基本自然生态环境，不仅成活率比较高，而且运输成本也比较低，而且对本区域之中的自然生态体系具备了优异的自然平衡调节能力，能很好地维持自然生态系统的稳定。

3.高度重视植物的合理配置

在选择植物时，不但要优先挑选地方性植物，而且还应切实了解到不同类别植物对光照、水分、温度和地形等方面的需求与适应力，通过科学合理地实施植物选择与搭配，有效避免产生一样生态位植物之间的不良竞争，形成一个系统功能较为健全、种群保持稳定、结构科学合理的复合型植物群落结构。与此同时，还应当切实保障生物所具有的多样性，切实提升自然生态系统的稳定性。如今，大量风景园林设计中在选择植物时，为加强管理，通常均会选择单一性植物，这样就能有效控制园林养护与管理的成本，然而在遭遇到特定的病害之后，就会造成十分严重的后果。所以，要从风景园林的审美性和生态系统具有的稳定性加以考虑，应当注重植物物种的丰富度和均匀度，保障植物的多样性，并在风景园林中模拟出齐全完整的生态体系，进一步提高风景园林的效益。

4.不断加大土壤和水的设计力度

土壤是保障各类植物生长的一个十分重要的因素。所以，在风景园林设计过程中，还应当高度关注如何设计土壤，保障土壤具有足够的肥力和保水性。一般来说，在设计园林时需要全方位分析土壤，置换或处理污染土壤或不适合土壤，以保障土壤能全面满足植物的实际生长需求。在风景园林的设计过程中，处理水主要集中于清洁水质、实现地表水循环、污水处置和水资源节约利用等多个方面。可运用大型植物和基质，净化污水。在加快植物生长的基础上，能够拓展绿化的面积，形成良性的生态情境。

四、生态学视野下的风景园林设计的发展前景

如今，传统意义上的风景园林设计学已愈来愈无法适应实际状况。为切实保持今后风景园林设计学的活力，必须引入现代生态学理念，让风景园林设计变得更为全面。笔者认为，生态学视野下的风景园林设计主要有以下三大发展趋势。首先，生态学视野下的风景园林设计尺度会具有更大的一致性。这就意味在时间与空间上一定要与社会、行政与管理过程中有关的过程应保持尺度上的一致性。因为景观处在生态系统上，大量土地的利用和自然的保护，只有在风景园林的框架下才能得到有效解决，而全球变化具有的影响在风景园林的尺度上也变得愈来愈重要，所以在不同的时间与空间下的景观生态研究就变得非常重要。其次，生态学视野下的风景园林设计会具有更好的整体性。景观类科学的内涵十分丰富，包括风景园林生态学、经济学、心理学、社会学、决策学和设计规划管理等多个不同学科。如今，人类对包括风景园林在内的地球景观所造成的干扰越来越严重，所面临的问题也变得复杂起来。要想切实解决以上问题，需要经济学、社会学和别的涵盖公共管理学在内的诸多学科在风景园林的尺度上与生态学紧密合作。虽然风景园林生态学也有部分一般性的原理，然而怎样才能够在真实存在的景观中使用上述原理还不够清晰。与此同时，因为具体的风景园林管理必须得到多个不同部门的协调配合，大量景观模型主要还是滞留于理论水平上，急需把传统意义上的风景园林生态学和别的涵盖整体规划设计、管理、决策等诸多学科进行牢固联结。只有这样，才能提升风景园林设计生态学中的技术研究成果与信息在总体空间规划、决策和执行过程中的实效性。同时，提升风景园林生态学在综合评价各类规划与管理实践中的效用。最后，生态学视野下的风景园林设计会具备更强的合作性和交流性。也就是说，决策者、风景园林研究者与风景园林的实际使用者，相互间应切实保持密切的合作和交流。相关各方间的合作应高度重视风景园林生态研究过程中所面临的相关问题，并尽快拿出相应的对策，尽可能避免关注次要性问题，并要使用最为实用的方式方法。风景园林设计者们应善于运用多种不同的形式提出其自身的观点，并运用生动活泼、简明易懂的语言传达给广大公众和决策者们。要实施多个方面的合作交流，不仅风景园林生态设计者们彼此之间要沟通交流，而且风景园林生态设计者们还应当和别的学科研究者们交流。与此同时，还应当强化风景园林生态设计者们和政府部门的决策者们进行平等交流，从而在最大限度上提升风景园林生态设计的质量。

五、结语

随着可持续发展理念在我国的持续深化，绿色风景园林与生态城市建设已成为当前城市园林规划设计的主流发展趋势。受此影响，风景园林设计也受到了极大关注。在当前的生态学风景园林设计过程中，应合理运用生态学理念，有效提升风景园林设计的水平和生态效益，更好地服务于现代城市建设，从而让中国设计能够发扬光大。

参考文献：

[1]李士太.景观生态学在现代景观规划设计中的应用[J].时代报告(学术版),2012(10).

[2]李贵福.浅议生态学在风景园林设计中的应用[J].房地产导刊,2013(4).

[3]李小萍.浅析现代风景园林设计中生态学的应用[J].农家科技(下旬刊),2013(6).

[4]刘强.生态学在现代风景园林设计中的应用[J].门窗,2014(1).

[5]朱华.生态学在现代风景园林设计中的应用[J].现代园艺,2015(3).

篇4

关键词：生态保护优先；无居民海岛；生态系统管理

中图分类号：D922.68

文献标识码：A

文章编号：1001-8204（2015）03-0047-05

随着我国生态文明战略推进，生态文明法律保障体系建设也在不断完善，相应地立法理念、价值和原则也要求进行变革，为此，我国《环境保护法》与《海岛保护法》都确立“保护优先”原则，但“保护优先”原则的内涵如何解读？立法者及理论界没有具体诠释。对于生态保护与经济发展之间的关系，理论界都在使用生态文明建设“标签性”用语如“生态优先”“环境优先”或“生态保护优先”等来界定二者之问的关系，但这些用语是否同一含义？其涵义有何区别与联系，哪个称谓更科学？“保护优先”是否等同于“生态保护优先”？对于睹如此类的问题，理论界目前鲜有系统而充分地论证，即使有也是肤浅地智仁各见。因此，从理论上探泔以上诸用语的基本内涵及它们之间的差异，对于适法、守法、执法意义重大。本文在分析、梳理这些基本用语的基础上，选择使用“生态保护优先”，并尝试着从其涵义、理念、价值等方面以无居民海岛生态保护为视角进行多学科、系统地探讨。

一、用语的梳理与选择

（一）“保护优先”

《环境保护法》第5条规定：“环境保护坚持保护优允、预防为主、综合治理、公众参与、损害担责的原则。”《海岛保护法》第3条规定：“同家对海岛实行科学规划、保护优先、合理开发、永续利用的原则。”对于“保护优先”如何界定，目前还没有官方解释，有学者给出了如卜.闸释：“一是保护相对于开发利用来说，保护优先于开发利用，这一般是指自然保护区、风景名胜区和其他需要特别保护的区域；二是保护相对于污染治理来说，保护优先于污染治理，先保护好未污染的，有条件再去治理；三是保护相对于恢复和改善来说，保护优先于恢复和改善。”从实践运行层面来看，“保护优先”应该是针对第一种情况。

按此解释的逻辑推演，我们可做如下推断：其一，《海岛保护法》的“保护优先”仅适用于特别保护的“领海基点所在海岛、国防用途海岛、海洋自然保护区内的海岛等具有特殊用途或者特殊保护价值的海岛”；其二，对于可经营性利用的无居民海岛而言，调整性的原则就是“合理开发”。“合理开发”的核心在于如何把握合理开发的“度”，而度量的标准如何确定？这涉及到利用对象的生态阈值，目前这足世界性科学难题，对于每个利用对象的生态可承载力都有其独特性和不确定性，依据目前生态学的认知水平，用这种不确定性原理来界定合理开发“度”淡何容易？其结果仍是陆地单一资源要素利用效率的模式再版，其立法理念仍是“经济理性”的延续，利用的结果将会是经济利益主导下的生态环境退化甚至恶化的代价；其三，导致此生态代价的原因在于：“保护优先”含蓄、抽象的表征性语言不仅让不同的社会主体做不同偏好的理解，也会引发无端的猜测、争议甚至混淆；埘于“理性”的使用主体，在没有强制性规范的约束下，模棱两可的“保护优先”永远制衡或协调不过“合理开发”；对于管理者言，监督管理永远抗拒不过管理背后“寻租”的利益诱惑。

总之，“保护优先”原则根本不是解决生态保护与经济发展关系的完整原则。处理二者之间关系完整原则应当是：当生态保护与经济发展客观上不能兼顾或矛盾不可调和时，应置生态保护于优先地位予以考量，即一切活动都应让位于生态平衡的优先维护，这才是生态保护优先，而“保护优先”决不是“生态保护优先”。

（二）“生态保护优先”的甄别与选择

生态保护是生态系统保护的简称，是生态学原理的生态系统理论和管理实践在社会学科领域的应用和推演。对于“生态保护优先”，有学者称之为“生态系统优先权”“生态优先”“环境优先”“环境保护优先”等。尽管上述称谓基本含义都在强调：在社会经济发展中，一旦经济发展与生态利益需求之间矛盾不可调和时，应优先考虑生态环境，并把生态利益作为指导、调整人与自然关系的基本准则。这可能是对上述术语的最一般共性特点的基本概括，但本文选择使用“生态保护优先”，除了相近称谓的共性特点之外，主要缘于生态系统可持续特性要求以及无居民海岛生态系统本身所具有的脆弱性特质。

第一，“生态保护优先”的基本范畴是生态系统，优先维护生态系统的平衡与稳定是系统产生一切利益的根本。生态系统在于其整体性和系统性，每一个整体都是一个完整的系统。系统内的各组分或要素之间相互依存、相互作用、相互制约共同构成一个整体，若改变其中的任一组分，必然会对其它部分甚至整体产生直接或间接的影响。无居民海岛生态系统平衡是一种动态平衡，维持生态系统平衡是有条件、有限度的，对系统干扰超过其生态阈限，将会引起其生态结构失调、功能退化乃至崩溃。

第二，无居民海岛生态系统整体优先于其个体。人与自然同处于地球生态系统共同体，人类的经济系统依赖自然的经济体系而生存，也就是说生态系统是人类的生命支持系统，人类依赖生态系统提供的各种生态功能和生态服务而维持生命存在，而这种生存在生态系统中体现为“生态系统把生命凝结成一个个分离的个体，并通过它们的环境给它们铸就一种充满智慧的生存方式”，在平衡、稳定的生态系统中，“所有个体都在最大限度地扩展它自己，不受任何其他力量的限制推动着生态系统。而事实上生态系统的所有成员都有着足够的但却是受到限制的生存空间。……系统强迫个体相互合作，并使所有个体都密不可分地相互联系在一起”。无居民海岛生态整体性，并不仅仅体现作为自然资源的载体――草地、森林、矿藏等而孤立存在，而在于其整体资源价值是由海岛与其周围海域共同构成的统一系统整体。由于其生态系统稳定性能差，生态环境脆弱易遭受损害，任何海岛资源破坏或物种灭失都有可能对其整体生态系统产生不可逆的影响，因此，海岛生态系统的整体维护意义远远重于其资源要素的经济价值。

第三，无居民海岛生态系统的监测、评估优先于任何资源要素或保护或使用。任何自然资源如同人类依赖的生态系统一样，是构成生态系统整体的个体。人类对资源的任何活动包括生物资源和非生物资源，都会对其依赖的生态系统造成影响，所以对无居民海岛资源利用之前必须对其依赖的生态系统依靠相应的技术手段进行监测、评价，考察系统结构平衡和生态功能服务的健康程度，若系统健康，满足利用要求，从而确定最大可持续利用量；若资源生态特性脆弱，需要进行生态保护或修复。因此，对无居民海岛资源的保护或利用，是由资源所依存的生态系统的客观特性决定的。在此意义上，生态系统的监测、评估优先于任何海岛资源的保护或使用。

第四，无居民海岛的“生态保护优先”必须摒弃狭隘的惯常从环境或预防、或治理或救济切入的思维路径。如环境优先“禁止现存环境受更恶劣破坏”环境保护优先“更多的是意味着预防，而再完美的预防亦无法完全避免损害的发生。对环境本身的损害不可避免地会时有发生，因此纯环境损害的救济变得必不可少”、“在处理经济增长与生态环境保护之间的关系问题上，确立生态环境保护优先的法律地位”上述或预防、或救济、或治理的观点，都体现了生态环境保护的共性，本身的内涵并无实质性差别，但从一个侧面反映了环境法学界的一个习惯思维方法，就是一谈到环境问题，总是泛泛地从经济增长与环境保护之间的矛盾出发，把二者绝对地对立起来，确立环境优先的保护地位。事实上，在社会经济发展中，并非所有的经济增长都和生态环境相冲突，也不是二者永远处于水火不融的态势。从我国的国土空间规划来看，有些生态环境良好，适宜经济开发的地区，仍是要发展经济生产力的；只是对那些生态环境独特目.脆弱的地区，禁止或限制开发利用，实施生态补偿或生态修复。主张生态优先的目的不是为了生态保护而保护，而是实施保护的目的是为了更可持续的利用。针对无居民海岛本身的自然特性，采取层级不同的规划、分类保护和适度利用的原则，其生态系统可持续利用要求结合行为本身可能会对海岛系统产生哪些可预知或小可预知的风险或不确定性，进行必要的生态保护或修复。

第五，无居民海岛的生态脆弱性决定了必须对其优先保护。无居民海岛的自然生态属性与陆地、人迹有居民海岛的自然属性不同，其生态脆弱性有其独特的固有脆弱性和特殊脆弱性特质，这些独特自然属性就决定了对兀居民海岛的资源利用和保护不同于陆地资源、海域资源，由此，陆地“先污染后治理”的发展路径不适合无居民海岛生态脆弱性特质。在无居民海岛的多重价值中，其生态性特质决定了对其立法保护的主导价值是生态价值，也是生态理性的本质要求。

综上，本文研究路径以生态系统管理框架为逻辑起点，以兀居民海岛整体资源系统作为客体对象，根据其整体系统特质，对其使用须以生态平衡维护为前提，在此意义上，无居民海岛本身的内在特质决定了采用“生态保护优先”原则。

二、“生态保护优先”的多学科诠释

（一）生态学阐释及评析

生态学学者主要从生态学原理角度对生态保护优先进行了系统阐释。有学者主张生态整体观，认为在地球牛物共同体中，牛物共同体是基本的生存单元，其完整和稳定对单元中的个体生存是首要的。生物“共同体的完整和稳定演绎了对系统个体的持续不断的选择，这是生态系统的一种奇怪的、雍容大度的‘优先性’。个体的善和‘权利’被安置在这样一个系统中，生念系统义以其自己的方式促进这些个体的繁荣。当人类进入自然舞台时，应该在这方面遵循大自然”也有学者提出了自然的经济体系平衡优先于社会经济体系，认为在自然经济体系和社会经济体系之间关系的范畴内，要从自然的经济体系内获取经济利益，必须优先维护自然生态系统的平衡与稳定因此，专家告诫：“当我们用新型方式以反常离奇的节奏操纵大白然的时候，我们一定要谨慎。”还有学者丰张白然生态理性价值优于或宽于经济理性价值，认为生态理性优于经济理性的正当性在于它维持生物共同体的和谐、稳定与美丽，而错误的事情则与之相反。

生态学者对生态保护优先的理解与阐释，都没有明确界定生态保护优先的概念，而是从生态学的各个侧面对之进行解释，其主要特点在于：其一，生念系统促成了个体的选择性适应，并限制其个体的不适应，进化的、成熟的生态系统以多种复杂的、合理的且完美的方式，以最大限度地促进个体的孕育、发展；其二，生态理论模式要人类必须学会如何在不破坏或可持续利川的生态固定资本的情况下，从自然的经济体系中提取生态资本利息。

（二）法学释义及评析

对于生态保护优先，学者们有不同的称谓和理解有学者把“生态保护优先”的范畴界定在经济增长与生态利益的需求与竞争关系中，主张一种天人合一和更富于人文关怀的可持续发展思想的价值原则和发展模式，强调生态利益保护在社会经济发展中居于优先地位；也有学者提出“生态优先”原则足《环境保护法》的基本原则，强调“生态优先”原则是生态学生态合理性原则的演进，“人类经济活动的生态合理性优先于经济与技术的合理性，具体体现为生态规律优先、生态资本优先和生态效益优先，其核心是建立牛态优先型经济即以生态资本保值增殖为基础的绿色经济，追求包括生态、经济和社会三大效益在内的绿色效益最大化，也就是绿色经济效益最大化”；也有学者概括为“保持和保存原则”，认为保持的曰的在于使自然环境要素经常处于可供人类持续利用的状态，而保存的目的则在于使生态系统、自然界其它历史或人文古迹处于原始状态。在保持的原则下，人类可以对自然界以及生态进行非开发性或非生产性利用；在保存的原则下，非为科学研究不允许人类对自然界以及生态进行一般性利用；还有学者表述为“环境保护优先”原则，主张人类任何活动要优先考量满足人们生存所需的良好环境利益，尊重包括人类在内的，生物共同体所有成员的利益不受损害。

综上分析，学者们对“生态保护优先”慨念都在小同的侧面进行象征性地表述，却都没有明晰的、系统而完整的界定。主要表现为：其一，理论界普遍认为，当经济与生态发生冲突时，应把生态放在优先考虑的地位，但问题是：当二者发生冲突时生态环境已经或潜在被污染或破坏，如何体现生态保护优先性？其二，从生态学原理在环境法学科的实际应用出发，经济活动要优先遵循生态规律，保持生态的可持续利用。这种对生态优先的理解反映了目前学界和政界的普遍认知，在一定程度上体现了人们对生态文明社会认知能力的提升，对促进生态保护有一定的推动作用。但这种对生态文明的认识仅仅是停留在问题的表面，肤浅而空洞，根本没有触及生态问题的实质和精髓。这种始终是以人类消费至上正当性的经济理性所青睐的经济增长是建立在自然资源的过度使用或错误使用且广泛污染的基础之上，而原有环境资源法律和执法一向承认经济利益优先于生态利益已为社会实践所证实，因此，环境法律的一套经济理性规则反而成为经济霸权的法律工具，这种不体现生态理性的环境制度或决策对生态保护有何价值和意义？

三、“生态保护优先”再思考

通过以上陈述、比较和分析，生态保护优先要摒弃始终以人类自身的经济理性作为标尺来度量如何保护我们业已受到威胁的生存环境，这种解决人与自然矛盾的思路不会带来预期的结果。我们必须从生态系统本身的结构逻辑出发，发现其内在的运行机理和规律，并在遵循它和满足它平衡运行的前提下，享用自然资源价值和生态功能服务。为此，本文认为：生态保护优先是以生态学理论为基础，以生态系统原理作为逻辑起点，以生态系统管理作为实践路径而展开；以认识生态系统自身的生态运行规律作为前提性、基础性的手段或工具，探寻人类的活动如何影响生态系统以及干扰程度，以期获得生态系统的最大可承载力的科学信息，从而作出决策以约束或规范人类的行为并使其遵循生态系统的平衡管理机理，使人类获得最大可持续量的生态利益，使人与自然和谐相处。

篇5

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。

参考文献（References）

［1］ Daily, G. Nature's service: Societal Dependence on Natural Ecosystem ［M］. Washington DC: Island Press, 1997.

［2］ Costanza R, d'Arge R, de Groot R, et al. The Value of the World's Ecosystem Services and Natural Capital ［J］. Nature, 1997, 387:253～260.

［3］ 杨光梅，李文华，闵庆文. 生态系统服务价值评估研究进展-国外学者观点［J］.生态学报，2006，26（1）：205～211.［ Yang Guangmei, Li Wenhua, Min Qingwen. Review of Foreign Opinions on Evaluation of Ecosystem Service［J］. Acta Ecologica Sinica,2006，26（1）：205～211］

［4］ De Groot R S, Wilson M A, Boumans R M J. A Typology for the Classification, Description and Valuation of Ecosystem Functions, Goods and Services ［J］. Ecological Economics, 2002, 41: 393～408

［5］ Mark Sagoff. On the Relation between Preference and Choice ［J］. Journal of Socio-Economics，2003(31)：587～598

［6］ Howard T. Odum, Eugene P. Odum.2000.The Energetic Basis for Valuation of Ecosystem Services ［J］. Ecosystems, 2000,3:21～23

［7］ Gustafsson B. Scope and Limits of the Market Mechanism in Environmental Management ［J］. Ecological Economics, 1998,24:259～274

［8］ Costanza R ed. Ecological Economics. The Science and Management of Sustainability ［M］. New York: Columbia University Press. 1991.

［9］ 王伟,陆健健.生态系统服务功能分类与价值评估探讨［J］.生态学杂志,2005,24(11):1314～1316.［Wang Wei, Lu Jianjian. An Approach on Ecosystem Services Classification and Valuation ［J］. Chinese Journal of Ecology, 2005,24(11):1314～1316］

［10］ 田永中,岳天祥. 生态系统评价的若干问题探讨. 中国人口・ 资源与环境, 2003,13(2):17～22.［ Tian Yongzhong, Yue Tianxiang. Discuss of Service Issues on Ecosystem Assessment. China Population, Resources and Environment［J］, 2003,13(2):17～22］

［11］ 余新晓,鲁绍伟,靳芳等.中国森林生态系统服务功能价值评估［J］.生态学报，2005，25（8）2096～2102.［Yu Xinxiao, Lu Shaowei, Jin Fang, et al. The Assessment of the Forest Ecosystem Services Evaluation in China ［J］. Acta Ecologica Sinica，2005，25（8）2096～2102］

［12］ 康艳,刘康,李团胜等. 陕西省森林生态系统服务功能价值评估［J］.西北大学学报(自然科学版),2005,35(3):351～354.［ Kang Yan, Liu Kang, Li Tuansheng, et al. The Economic Evaluation of Forest Ecosystem Service in Shaanxi Province ［J］. Journal of Northwest University(Natural Science Edition),2005,35(3):351～354］

［13］ 李意德,陈步峰,周光益等.海南岛热带天然林生态环境服务功能价值核算及生态公益林补偿探讨［J］.林业科学研究, 2003,16(2):146～152.［ Li Yide, Chen Bufeng, Zhou Guangyi, et al. The Values for Ecological Service Function of Tropical Natural Forest in Hainan Island ［J］. China Forest Research, 2003,16(2):146～152.］

［14］ 关文彬,王自力,陈建成等.贡嘎山地区森林生态系统服务功能价值评估［J］.北 京 林 业 大 学 学 报, 2002，24（4）：80～84. ［Guan Wenbin, Wang Zili, Chen Jiancheng, et al. Evaluation of Forest Ecosystem Services in Gongga Mountain ［J］. Journal of Beijing Forestry University, 2002，24（4）：80～84. ］

［15］ 饶良懿,朱金兆.重庆四面山森林生态系统服务功能价值的初步评估［J］.水土保持学报，2003，17（5）：5～7.［ Yao Liangyi, Zhu Jinzhao. Evalution of Forest Ecosystem Services in Simian Mountain of Chongqing City ［J］ Journal of Soil Water Conservation，2003，17（5）：5～7.］

［16］ 李阳兵,王世杰,周德全.茂兰岩溶森林的生态服务研究［J］.地 球 与 环 境2005，33（2）：39～44.［ Li Yangbing, Wang Shijie, Zhou Dequan. Research on the Ecosystem Service Evaluation of Maolan Karst forest ［J］. Earth and Environment,2005，33（2）：39～44］

［17］ Wilson M A, Howarth R. Discourse-based Valuation of Ecosystem Services: Establishing Fair Outcomes Through Group Deliberation［J］. Ecological Economics, 2002,41:431～443.

［18］ Goulder L H. Valuing Ecosystem Services: Philosophical Bases and Empirical Methods ［A］. Daily G. Nature's Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems ［M］. Washington, DC: Island Press. 1997

［19］ Bengtsson J. The Value of Biodiversity ［J］. Tree, 1997, 12 : 334～336

［20］ 欧阳志云,王如松,赵景柱.生态系统服务功能及其生态经济价值评价［J］.应用生态学报,1999,10(5):635～640.［ Ouyang Zhiyun, Wang Rusong, Zhao Jingzhu. Ecosystem Services and Their Economic Valuation ［J］. Chinese Journal of Applied Ecology, 1999,10(5):635～640.］

［21］ 赵士洞，张永民译. 生态系统与人类福祉：综合报告［M］. 北京：环境科学出版社，2006.［ Millennium Ecosystem Assessment. Ecosystems and Human Well-being: Synthesis ［M］. Island Press, Washington, DC，2005.］

［22］赵士洞，张永民. 生态系统与人类福祉-千年生态系统评估的成就、贡献和展望［J］. 地球科学进展，2006，21（9）：895～902. ［Zhao Shidong, Zhang Yongmin. Ecosystems and Human Well-being: the Achievement, Contributions and Prospects of the Millennium Ecosystem Assessment. Advances in Earth Science, 2006,21(9):895～902］

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6

    流域生态系统是由社会-经济-自然生态系统组成的巨型复合生态系统,由于地域分布差异,各子生态系统的大小、形状、数量、类型、构型也存在不同,这些都将影响流域能量流动、物质输送和物种变化。流域生态系统通过水与碳、氧、氮、磷等物质的循环过程得以维系,其中水文过程(水资源、水环境)是流域生态系统健康和社会经济持续发展的关键制约因素,与水资源有关的生态系统服务已成为该领域的研究重点。由于大部分生态系统服务价值无法在常规的商品市场得到反映,因此在经济发展决策中得到的权重或关注度通常较小。如果能够量化这些价值,可促使人们全面认识流域生态系统在支撑经济建设、维护生态系统健康和保障生态安全方面的地位和作用,也有利于帮助决策者寻求合理的流域资源配置和生态系统管理方法[5]。生态系统服务的定量评估也是制定流域生态补偿机制、实施生态修复的重要依据和科学基础[6-8]。

    笔者在总结国内外有关流域生态系统服务研究动态的基础上,归纳流域生态系统服务的分类和评估方法,重点阐述流域生态系统服务的特点和内涵,总结分析该领域的研究重点和发展趋势,以期为流域生态补偿、生态修复和流域综合管理的相关研究提供参考。

    1 国内外研究动态

    当前有关生态系统服务的研究已经成为生态经济学领域的研究热点[9-10]。特别是1997年COSTANZA等[11]在《Nature》上发表的有关全球生态系统服务价值评估的文章,掀起了生态系统服务研究的热潮,在全球、国家、市、县、区域、流域等不同空间尺度上,针对森林、草地、农田、湿地、海洋等不同生态系统类型的研究广泛开展。中国当前处于经济发展与生态环境矛盾最为突出的特殊时期,近年来该研究领域发展较快,但总体处于概算式研究和模仿研究的初步阶段[12-18]。

    流域生态系统服务价值评估是近年来该领域逐渐兴起的研究方向。国际上(主要是欧洲、非洲和美洲),大多基于流域管理、土地/水资源利用、经济政策制定、公众教育等目的,评估流域水资源、水土保持、减轻灾害等各类生态系统服务价值[19-21],权衡分析经济服务和生态服务、流域上游保护与下游经济的关系[4],探讨农业发展、土地利用变化和不同政策措施对流域生态系统服务价值的影响[2,20,22-24],并尝试采用直观的分类描述和评估结果以使公众更容易认识和理解所处生态系统的价值[25]。国内方面,已有关于黑河、海河、淮河、黄河、太湖、洞庭湖、延河下游、玛纳斯河、石羊河、鄱阳湖和九龙江等流域生态系统服务价值评估的报道[21,26-29],当前的研究重点是评估各种人类活动(土地利用变化、农业措施、水力发电等)对流域生态系统服务的影响,并与流域上下游补偿机制相联系[7]。目前,国内流域尺度的生态系统服务研究主要套用全球或区域尺度的研究方法,其相关评估方法、指标体系和赋值标准各不相同,流域生态系统服务评估的特点和内涵也未见明确阐述。

    2 流域生态系统服务的分类和评估方法

    2.1 流域生态系统服务的分类

    生态系统服务是自然生态系统向人类福利传送的物质、能量和信息流。20世纪90年代开始,研究者从不同学科或跨学科视角,基于不同目的和研究尺度提出了生态系统服务的各种分类方法,整体上以Costanza、De Groot以及MEA(千年生态系统评估小组)的分类体系最具代表性[30]。由于生态系统本身的复杂性、时空异质性以及评估目的不同,目前所有分类体系都可能存在一定的不合理性和局限性[31-32]。由表1可见,随研究目的不同(如通过评估影响公众选择和政策制定、平衡上下游的保护与发展、加强流域资源管理、提高公众认知、构建绿色GDP、揭示人类活动影响机制等),流域生态系统服务的分类或指标体系也呈现多样化特征,但主要包括水资源、农产品和原材料、水和气候调节、水土保持、生物多样性以及文化娱乐这6大类。其中,水资源包括工农业用水、生活用水和船舶运输等;水或气候调节包括水体自净、防洪、基流、固碳作用和固氮作用等;水土保持包括维持土壤肥力、减少土地废弃和减轻泥沙淤积等;生物多样性包括生物栖息地、珍禽特有越冬地和植被生产力等;文化娱乐包括狩猎和捕鱼、湿地景观、水鸟景观、科考旅游等。据案例统计,水资源、农林牧副渔产品、水调节、水土保持和文化娱乐是目前流域尺度生态系统服务研究最为关注的内容。由于目前对于流域生态系统服务分类与价值评估方法还没有形成统一认识,赋值标准也不一致,导致评估结果难以直接比较。

    2.2 流域生态系统服务价值评估方法

    国内外对全球、区域、流域等不同尺度生态系统服务价值评估的方法可分为市场价值法、替代市场法和假想市场法3大类,具体包括市场价格法、生产率变动法、享乐价格法、旅行费用法、支付意愿法、成本费用法和收益转移法等。采用这些方法计算获得的流域生态系统服务价值主要反映人类的需求,但并不能完全体现它对整个流域可持续发展的贡献,对流域生态系统“隐性”的生态功能(比服务功能更重要,是提供生态服务的基础)还很少也很难进行定量估算。对于流域尺度的生态系统服务评估,虽然可以借鉴全球或区域尺度生态系统服务的评估方法,但无法完全反映流域生态系统的特性。近年来,不少学者对流域尺度的生态系统服务评估方法作了改进和探索,主要包括3个方面:

    (1)在评估中融入社会因素,考虑流域利益相关者的支付意愿。将自然、经济和社会作为一个整体,在评估中考虑生态系统产品和服务的社会价值[37];考虑流域居民和政府部门等利益相关者对生态系统服务和资源保护的支付意愿或补偿意愿[38-41]。通过公众调查(包括流域居民、专家和管理者),可以对不同生态系统服务的重要程度进行排序[25]。支付意愿调查法可以广泛用于那些间接的或不可见的生态服务评估,但缺点是受限于调查者的主观意识和对相关专业知识的了解程度[25],还受到家庭年收入、对政府的信任程度和环境保护意识等因素的影响[42],易造成评估结果的不确定性。此外,使用层次分析法确定评价因子的权重[36,43],也可以反映各类生态系统服务对利益相关者的重要程度。

    (2)强调生态系统服务价值时空变化的表达,运用GIS技术建立相应的评估模型。由于生态系统服务存在高度的时空异质性,运用GIS技术能够实现对于生态系统服务价值的空间分析和可视化表达[22]。而且基于GIS建立的各种评估模型可用于模拟和分析整个流域生态系统服务的分布情况[33,44],使流域生态系统服务的动态化表达成为可能[45],可视化的评估结果更直观,对实践的指导也更具针对性和实用性。

    (3)强调生态系统服务的综合评估应基于长期的生态系统监测。试验监测结果能为生态系统服务的定量评估提供基础数据[35]。由于我国的生态环境监测网络尚不健全,流域研究成果零散,不足以支持流域生态系统服务的长期动态变化评估。针对数据缺乏问题,唐增等[46]应用最小数据法,通过分析土地利用收益的空间分布计算生态系统服务机会成本,进而推导出生态系统服务供给曲线,该方法对数据要求低,计算简单,可以满足生态系统服务付费(生态补偿)政策分析的需要。

    目前,流域生态系统服务价值主要从生态学和经济学2个角度进行计算[47]。生态系统服务的生态学价值通过生产成本理论估算,未考虑消费者偏好。生态系统服务的经济学价值主要源于生态系统服务的交换价值,以消费者偏好为基础,未充分考虑生态系统内部的生态学机制和公共服务性。这些评估方法通过量化流域生态系统服务价值,引导人们有效使用自然资源,协调经济发展与生态环境之间的失衡问题,但很少考虑人文心理和社会经济因素[33,48]。此外,受技术限制,现有评估方法大多没有考虑生态系统的结构与状况,如未将森林生态系统的幼龄林、中龄林、近熟林、成熟林和过熟林区分对待,使得最后的评估结果往往偏差较大,难以直接应用于流域管理、生态补偿或生态修复相关政策的制定。因此,在当前大力实施生态工程的背景下,如何在评价体系中将生态系统结构进行细化是今后生态系统服务量化研究的一个重点。

    3 流域生态系统服务的特点和内涵

篇7

一、关于生态补偿的一般理解

目前，国际上没有生态补偿的说法，对等的概念是“生态/环境服务付费”(PaymentforEcological/EnvironmentalServices，简称为PES)。PES是指通过生态服务的受益者对生态服务的提供者进行支付必要的费用，以激励生态服务提供者为维护生态系统服务功能的长期安全，改变土地利用方式和其他不利于或有损于生态系统服务功能发挥的活动［1］。国外的生态服务付费(PES)有着坚实的理论基础和充分的法律依据，是调节经济与生态之间矛盾的有效手段。这些国家利用健全的市场机制和多样的融资渠道，建立了生态服务付费(PES)政策和制度体系，形成了公共补偿、慈善补偿、生态产品认证等较为完善的生态补偿体系，有利地促进了本国的生态系统恢复和经济社会发展。但由于社会制度、经济体制、文化观念等方面的差异，国外的这种生态服务付费(PES)与我们提出的生态补偿还是有一定差异的，并不完全适合我国的实际情况，只能吸取可借鉴的经验，来丰富完善我们的生态补偿理论。从理论学说发展来讲，生态补偿并不是主流经济学中的正式概念，只是随着日益严重的环境问题的深化引发了我国学术界尤其是生态学、生态经济学领域的高度关注，生态补偿这一新型的概念和相关的理论研究才成为社会发展中的热点问题。客观来说，目前学术界对生态补偿概念的表达并没有形成统一的认识，除了“生态补偿”外，还有“生态经济补偿”“生态效益补偿”“生态环境补偿”等不同的提法，但总归起来，有两种理解具有代表性。一种是从生态学的意义来理解。生态学研究生态系统内部的自然演替规律，促使人们的消费和生产活动等行为要合乎自然生态规律，这样生态系统才能够维持平衡。因此在生态学领域，生态补偿是以自然生态系统为研究对象的。在1991年出版的《环境科学大辞典》中给出了代表性的生态补偿定义:生物有机体、种群、群落或生态系统受到干扰时所表现出来的缓和干扰、调节自身状态使生存得以维持的能力，或者可以看作生态负荷的还原能力。这个概念强调的生态系统对外界(包括人类的经济系统)的适应调节能力，是生态系统的自我修复和还原［2］。另一种是从经济学的意义来理解。经济学研究人类社会的各种经济活动、经济关系及其运行发展的规律，关注社会物质的稀缺性和有限资源利用的最大化。它对生态补偿的研究侧重人们对自然生态开发与利用造成的后果，克服经济活动中对生态环境利用的外部不经济性，以此解决日益严重的生态问题，促进经济社会与自然生态的协调可持续发展。从生态补偿及相关问题研究的文献来看，20世纪90年代前期把生态补偿看作是对生态环境加害者进行收费赔偿的代名词，而在90年代的中后期则把生态补偿看作是对生态环境保护者、建设者的财政转移补偿机制［3］。由于经济持续发展的要求和生态保护建设实践的需要，经济学意义上的生态补偿内涵也发生了变化，由单纯对生态环境破坏者的收费赔偿，扩展到对生态环境保护者进行经济补偿，同时更加重视地区间因生态建设受到发展影响的机会公平性［4］。从十几年的发展实践看来，经济学意义上的生态补偿是有效治理生态环境恶化而采取的外部成本内部化的环境经济手段。纵观生态学意义上生态补偿和经济学意义上的生态补偿，在现实的经济运行中，应该以经济学意义上的生态补偿为主，因为严重的生态问题如果没有人的经济活动积极参与，生态系统是很难自我补偿修复的。而经济学意义上的生态补偿与人的经济活动密切相关。如果人类的经济活动对生态系统的影响比较小，不会对自然生态造成损伤，也就谈不上补偿，而要补偿正说明生态环境因人类社会的发展有所损失。正是由于人类的经济活动破坏了生态规律，损失了自然生态价值，才需要生态补偿。而要进行生态补偿，就是补偿自然生态价值，恢复生态系统的生态服务功能，使得生态系统能够支撑人的经济活动或是提高人的福利水平，为人类社会的发展提供良好的生态条件。

二、生态补偿的理论基础

生态补偿作为治理生态问题行之有效的经济手段，对于协调自然生态和经济社会之间的关系发挥着重要的作用，在维护环境正义和社会公平方面效果显著。从经济学角度来讲，外部性理论、公共产品理论和马克思的再生产理论等是生态补偿的基础理论。这些理论能够阐明生态补偿的内在根据及合理的必然性，并为实施生态补偿的具体措施提供指导。

(一)外部性理论

外部性也称为外部效应或是外在性，首先由美国经济学家马歇尔提出，后经福利经济学创始人庇古的发展，形成了较为完善的外部性理论体系，并被广泛用于环境保护领域的研究。从最初的含义来看，外部性是私人成本与社会成本或私人收益与社会收益不一致的现象，简单地说，外部性是指某个经济主体对另一个经济主体产生的溢出效应(有积极的，也有消极的)，而这一溢出效应因市场缺失是无市场交易的［5］40。由于外部性独立于市场机制之外，因此它的影响不通过市场来发挥作用，对它带来的问题只能通过非市场手段来解决。在大多情况下，外部性带来的经济活动溢出效应具有强制性，这种溢出效应的承受者没有选择只能是接受。而且外部性伴随着经济活动而产生，是不能够完全消除的。外部性效应包括外部经济性(正外部效应)和外部不经济性(负外部效应)两种形式。外部经济性是指一个经济主体的经济活动对其他人的经济活动产生有利的影响;反之，不利的影响就是外部不经济性。由于外部性是经济活动的必然结果，而且没有通过市场交易就表现出来，所以它的影响不会反映在市场价格上。这样出现的情况是:在外部经济性的情况下，经济主体并没有因为产生的正外部效应而得到任何经济报酬，而得到正外部效应的接受者也并没有支付任何成本;在外部不经济性的情况下，经济主体并没有因为产生的负外部效应而支付任何成本，而受到负外部性影响的受害者也没有得到任何经济补偿。在生态保护及相关问题上，存在着大量外部性现象。生态保护建设一般会产生外部经济性，而利用开发资源一般会产生外部不经济性。解决的办法就是通过建立合理的生态补偿制度和实施有效的措施，实现外部性内部化，对产生外部经济性的行为进行补偿，对产生外部不经济性的行为进行征税。这样就纠正了因市场缺失而导致的生态问题外部性不合理问题，有效地促进了生态环境保护和经济社会发展。

(二)公共产品理论

在现代经济学中把社会产品分为公共产品和私人产品两类不同的产品，而对公共产品理论的研究是从美国著名经济学家萨缪尔森开始的。他认为，公共产品是整个社会每一个成员都能够获益的物品，而且社会向任何一个成员提供公共产品所付出的成本与向全体成员提供公共产品所付出的成本是一样的［6］。公共产品的公共属性完全不同于私人产品的私人属性，具有显著的非竞争性和非排他性特点。非竞争性是指一个人对公共产品的使用和消费并不会妨碍其他人对公共产品的使用和消费，而且公共产品的数量和质量并不会因此而减少和下降。非排他性是指不管是支付费用的人还是没有支付费用的人都能够享受公共产品带来的益处，在技术上是不可能阻止不付费者对公共产品消费的。公共产品的这两个特征就容易产出“公地的悲剧”和“搭便车”问题。“公地的悲剧”是美国环保主义者加勒特•哈丁讲的一则寓言故事:一片公共牧场的牧人们都希望增加自己的牲畜数量来获得更多的收益，而随着畜群的扩大，公共的牧场已达到能够承受的极限，再增加更多的牲畜都会损害公共的牧场。但每个牧人都这么想，增加的牲畜带来的收益归自己所有，而造成的损失由全体牧人来分担。这样每个牧人都各自繁育自己的牧群，最终整个牧场毁灭了［7］。“公地的悲剧”说明，如果一种资源的所有权没有排他功能成为公共性质时，那么每个人都可以为自己的利益而过度使用这些资源，但结果是导致全体成员的利益并没有因此而增加。长期以来人们总是认为自然的各种资源都是大自然无偿的馈赠，是每个人的公共产品，谁都可以利用，结果却造成了严重的生态问题。“搭便车”问题是由英国思想家大卫•休谟在1740年提出来的［5］54。他认为，一个社会如果有公共产品的存在，就会有免费搭车者的存在，可是如果社会的所有人都成为了免费搭车者之后，那么谁也就无法享受公共产品了。由于社会公共产品的非排他性，人们即便减少对公共产品的出资份额，也不会影响他们从中获得的收益。这样人们在付出很少或是没有任何付出的情况下，也能够获得由他人付出而带来的公共产品的效益，于是“搭便车”现象就出现了。由于生态保护具有公共产品的非排他性，使得一些非生态保护的经济主体也能够获得同生态保护的经济主体一样的生态效益，而生态保护的经济主体却投入大量的财力物力保护环境，如不对他们进行补偿，就会导致生态保护投入不足而带来生态问题。生态产品属于公共产品，它就具有了公共产品的非竞争性和非排他性特征。而在生产实践过程中对生态产品的消费就必然会出现“公地的悲剧”和“搭便车”现象，由此造成了严重的生态环境问题。通过生态补偿措施的实施，使得生态产品的提供者得到合理的经济报酬，生态产品的受益者支出相应的费用，这样才能够维持生态保护的公平性，保证生态保护的资金投入，从而解决日益严重的生态问题，促进经济社会的发展。

(三)马克思的社会再生产理论

社会要连续不断地发展，就必须进行周而复始的再生产，马克思是通过社会总资本运动来考察这一过程的。研究社会总资本运动，需了解社会总产品。社会总产品是指社会各物质资料生产部门在一定时间内生产的全部物质资料的总和，也就是全社会商品资本的总和，既包括生产资料，也包括生活资料，在价值上表现为社会的总产值。社会总资本再生产的核心问题就是社会总产品的实现问题。这个问题包括两个方面，一是价值补偿，即“耗费的价值部分在货币形式上的补偿”［8］506。这就是社会总产品从商品形式(商品资本)转化为货币形式(货币资本)，使得资本再生产过程中转移到新产品中的价值得到补偿。二是物质补偿，这是社会总资本从货币形式(货币资本)转化为生产形式(生产资本)，使得资本再生产过程中消耗掉的生产资料和生活资料能够得到物质上的补偿。这两个方面是社会总资本再生产得以进行的必须满足条件，价值补偿是前提，物质补偿是关键。马克思说:“除了用货币补偿损耗部分外，还用实物补偿寿命全部完结的固定资本。”［8］511当然每次生产过程流动资本也是要补偿的。这是马克思在理论上的经济分析，但在实际中能否实现还是个问题。充分考虑时代特点的变化，应该说马克思的社会再生产理论也是适用现当代的。可是，我们现在看到，工业化的生产已经污染了环境，资源日益匮乏，那么再生产过程需要的物质单纯靠自然界的提供，已经补偿不了消耗的物质能量。也就是说，自然再生产过程中自然物质能量的减少已无法满足社会再生产过程对生产物质能量的大量需求。这就需要适时地建立生态补偿机制和制定相应的法律法规，对生态系统进行价值补偿和物质补偿，恢复建设生态环境，提高自然的生产能力，使得生态系统再生产的总供给能够与经济系统再生产的总需求平衡，从而能够实现社会再生产的顺利进行。

三、生态补偿的主体与对象

(一)生态补偿的主体

生态补偿的主体应该是生态保护的受益者，但由于生态环境的公共产品特性，就决定了所有人都是生态保护的受益者，那么代表社会所有人利益的国家行政机关就应该是生态补偿的主体。这些行政机关包括中央政府和各级地方政府。中央政府是最为重要的生态补偿主体，事关国家不同地区重大民生的环境问题由中央财政进行补偿，如我国的三江源生态保护工程、“三北”防护林工程等。各级地方政府除配合中央政府进行相关补偿外，还应对当地的生态保护项目给予补偿。生态补偿主体除了政府部门外，还应包括各个生态受益的工矿企业。这些企业为获取可观的经济效益而占有自然资源并破坏了生态环境，按照权责对等的原则，他们有责任和义务对所破坏的生态环境进行补偿，以维护区域内生态系统的正常运行。在生态补偿过程中，必须划清生态服务的归属，确定清晰的产权所属，这样才能明确补偿主体，使生态补偿发挥应有的生态调节作用。

(二)生态补偿的对象

生态补偿的对象也称为受偿主体，包括生态保护的贡献者和生态破坏的受害者。由于生态系统是公共性很强的物品，它给社会产生的积极效益是不通过市场来体现的，因此按照市场机制的运行模式公共性的生态系统是得不到有效保护的。这就需要社会的经济主体或个人付出劳动进行生态保护和生态建设，以维护生态系统功能的正常运行。理所应当，对这些付出劳动的经济主体或个人就应予以补偿，这是对他们付出生态保护劳动的价值报酬，也是对生态保护行为的鼓励，在社会上能够形成保护环境的新风尚。对生态破坏的受害者进行生态补偿，是符合经济伦理原则和公平原则的。生态破坏者的行为，不仅使受害者的生存环境恶化，影响到他们的生活质量，甚至会危及他们的健康，而且还会使受害者蒙受巨大的经济损失，有些损失是当前的，有些损失则是潜在的。因此，生态破坏的受害者理应得到生态破坏者的补偿。生态补偿的受偿主体还应包括对生态保护不作为的实施主体和减少对生态破坏的实施主体。生态保护不作为并不是说就会破坏生态，如不开发对环境有负面影响的采矿或放牧的行为、不杀害损害农田的野生动物的行为等等。对这些生态保护不作为的实施主体进行适当的生态补偿，也能够起到保护生态的积极作用。对减少生态破坏的实施主体的补偿是为了减少生态破坏的程度直至消除破坏。有些生态破坏是因“贫穷”所致，越是贫穷，对生态资源的依赖性越强。这些地区的人们本想通过对生态资源的开发利用摆脱贫穷的境况，但结果是反倒没有脱贫，生态环境也遭到了破坏，走上了越贫穷越破坏、越破坏越贫穷的恶性循环轨道。对减少生态破坏的实施主体进行生态补偿，不仅能够提高这些人的生活质量，而且能够改善这些地区日益恶化的生态环境状况。总之，生态补偿主体和对象的明确，能够正确解决“谁补偿”和“补偿谁”的问题，使得生态补偿真正实现了对生态保护者带来的生态环境正外部性所给予的补偿和生态服务受益者对生态服务提供者所给予的补偿。

四、生态补偿的原则、方式及类型

(一)生态补偿的原则

生态补偿的原则是生态补偿政策制度制定的基本准则，是生态补偿实施过程中的指导规范。毋庸置疑，生态补偿的原则是非常重要的。具体来说，生态补偿有三个基本原则。一是“谁污染、谁付费”原则(PolluterPaysPrincinple，简称PPP原则)，这是对生态环境破坏者所采取的原则，是指环境污染者应该承担治理和消除环境污染的责任，并向环境污染的受害者赔偿损失的费用。这个原则是由国际经济合作与发展组织环境委员会在1972年最先提出来的［9］，旨在反对污染者把外部不经济性的不合理行为转嫁给社会，促使污染者将外部不经济性内部化。后来，PPP原则就转换为“谁使用、谁付费”的原则，要求向那些过度利用生态资源、损害他人或社会的企业征收费用，用以补偿那些因生态资源过度利用而遭到损失的个人或企业。二是“谁保护、谁受益”原则(ProtectorGetsPrincinple，简称PGP原则)，这是对生态保护者所采取的原则。生态保护是具有生态系统服务的正外部性效应，能够维持生态系统的正常运转。付出努力的生态环境保护者应当得到相应的资金补偿或是相应的优惠政策，将环保带来的正外部性内部化。对保护生态环境者给予补偿，是对他们付出生态保护劳动的认可，在一定程度上激发了他们进行生态保护劳动的积极性，并且消除了不付出任何代价就能享受生态公共产品的不合理现象，维护了生态保护问题上的公平与公正。三是“谁受益、谁付费”原则(BeneficiaryPaysPrincinple，简称BPP原则)，这是对生态保护受益者所采用的原则。不同地区由于自然环境条件的差异，所属生态系统提供的生态服务也是不一样的，这就使得不同区域为其所需的生态服务而进行交易。生态系统的生态服务是有价值的，由生态服务的实际享受者向生态服务的提供者付费，生态服务的提供者得到了价值上的补偿，实现了生态服务正外部性的内部化，有益地促进了生态环境的保护。

(二)生态补偿的方式

生态补偿的方式主要有“输血型”补偿和“造血型”补偿两种［10］。“输血型”补偿是指补偿主体把筹集起来的资金直接交付给受偿主体(补偿对象)，这种补偿方式的最大优点在于受偿主体得到补偿之后，弥补因生态保护而损失的利益，依照自己的意愿灵活地支配这部分补偿资金去进行环境保护工作。但是，这种补偿方式的最大缺点是有可能使补偿资金转化为其他消费性支出，而不去投入到环境保护中，恶化的生态环境并未得到改善。这样的补偿没有任何的生态效果，已经失去生态补偿的真正意义了。“造血型”补偿是指补偿主体把补偿资金转化为技术项目交付给受偿主体，以“项目支持”的形式帮助受偿主体建立无污染的生态经济产业。这些支持项目主要包括生态保护与建设项目、生态环境重点保护区域替代产业项目、循环经济建设项目和生态移民项目等。通过这些项目的实施，使受偿主体及所在地区能够把外部补偿转化为自我的内生发展能力，形成了“造血功能”，从而提升了这些地区的发展水平和综合实力。“造血型”补偿方式通常是针对贫困地区和生态脆化地区来实施的，这种补偿方式不仅能够改善这些地区的生态面貌，而且还能够促进这些地区的经济发展，实现了社会与自然的和谐共荣。

(三)生态补偿的类型

篇8

（一）生态环境较为脆弱黄河三角洲地区成陆时间较晚，处于大气、河流、海洋和陆地的交接带，是典型的河口湿地生态系统。该区域物种资源丰富，多种物质和动力系统在此交汇交融，陆地和淡水、淡水和咸水、天然和人工等多类生态系统交错分布。近年来，由于黄河来水来沙量减少，给河口地区的生态环境带来了负面影响，直接影响到湿地淡水资源的补给，打破了湿地土壤水盐平衡，植被覆盖率降低，使河口湿地面积减少和生态系统退化。同时由于人类活动加剧，工业污染、生活污染对生态环境带来较大破坏，导致该地区的生态环境呈现较强的脆弱性。这给生态城镇建设带来巨大挑战。

（二）基础设施建设相对落后一直以来，黄河三角洲地区基础设施建设相对脆弱，历史欠账较多，虽然近年来发展速度加快，但仍然不能满足城镇化发展的要求。目前，该地区仍然缺少与周边区域贯通的干线铁路，高速公路网络尚未完全形成，港口规模小、吞吐量较低，能源、水利、环保等基础设施建设不很完善，特别是绿色、低碳型的城市基础设施更少。由于地势较低，不少城市夏季经常出现内涝现象，城市地下水污染严重，给城市生态系统带来较大破坏。

（三）产业结构层次较低近年来，黄河三角洲高效生态经济区加大了产业结构调整的步伐，取得了明显成效。该地区产业结构由2008年的7．59∶66．79∶25．62调整为2012年的7．33∶61．27∶31．40。但是这与山东省8．6∶51．4∶40．0的结构相比，产业结构层次仍相对较低。第二产业比重较大，与城镇化息息相关的第三产业所占比重较低。第二产业中仍然是石油化工、石油装备、纺织、造纸、铝业制造、盐化工、皮革制造等传统产业占主导地位，而这些产业又是污染性较强的产业，对环境影响较大。从总体上看，资源消耗型产业和资本密集型产业仍占较大比重，科技创新型产业所占比重较低，导致经济增长代价日增。

（四）环境保护面临较大压力《黄河三角洲高效生态经济区发展规划》实施以来，区域内各市、县（区）采取了有力措施，积极推行节能减排，万元GDP能耗、主要污染物排放总量都有了大幅度减低。在这种情况下，进一步节能减排的空间越来越小，压力越来越大。据2012年山东省政府对黄河三角洲高效生态经济区的中期评估显示，经济指标与生态建设、环境保护指标完成情况呈现不一致的状况，涉及生态建设与节能减排的指标完成情况不够理想。［2］仍然占有较大比重的高耗能、高污染产业给生态环境带来较大影响，雾霾天气增多，PM2．5浓度在多个城市处于“严重污染”或“危险水平”。这些无疑给该地区的生态型城镇化建设带来很大挑战。

（五）城镇化发展的总体水平偏低据第六次人口普查数据，黄河三角洲城镇化水平为46．63％，低于全省平均水平。区内各个县（区）之间的城镇化发展水平呈现不均衡状态，4个市辖区的城镇化水平较高，超过50％，而利津、阳信、高青、庆云、乐陵等县市的城镇化水平还在35％以下。从黄河三角洲对人口集聚的能力来看，尽管黄河三角洲地区的净流入人口到达了21．1万人，但城镇常住人口占全省的比重却由10．69％降到了10．57％，19个县（区）中有11个县市区对人口的吸纳力有所减弱。［2］而对人口的集聚能力直接体现了城镇化发展水平和质量的高低。从人口密度上看，黄河三角洲高效生态经济区的人口密度仅为全省的61．2％，城镇密度亦相对稀疏，是全省城镇密度的79．4％。这样的状况不利于形成显著的空间聚合态势，难以形成高效率的城镇化空间布局。

二、黄河三角洲生态型城镇化建设的主要对策

（一）以人为本，树立生态化发展的新理念新型城镇化的核心是人的城镇化。为此，城市社会生态系统运行必须有利于人的健康发展。生态城镇化的建设过程是实现人与自然和谐共处的过程，因此，生态城镇化要把人看作是生态系统中主体要素，并实现人与生态系统的和谐发展。黄河三角洲地区的城镇化建设要紧紧围绕高效生态经济区建设的基本要求，树立生态文明的新理念。一方面，在城镇化的过程中要普及生态环境知识，增强城市建设者和市民的生态意识，提高他们保护生态环境的自觉性，形成保护生态环境、弘扬生态文明的社会风尚。另一方面，要倡导绿色低碳的城市生活方式。在适度的物质消费的基础上追求丰富的精神文化生活，让城市市民养成健康绿色的良好习惯，低碳家居、低碳消费、低碳出行，将资源节约保护意识融入城市化发展的各个阶段、每个领域。

（二）科学规划，以现代化理念构建生态城镇建设的新格局生态型城镇化的重点不是城市数量的增加和城市地域的扩展，而是城镇的内涵式发展，生态化转型。要从战略的高度理解生态型城镇化的任务和目标，要注重城镇功能的完善，注重城镇居民生活水平的提高。为此，必须在可持续发展思想和科学发展观的指导下，做好生态城镇发展战略的制定，做好整个区域城镇的总体规划和设计。国内外生态文明建设中都非常注重编制城镇建设发展规划。黄河三角洲高效生态经济区生态城镇化建设也需要制定科学的规划。为此，要结合《黄河三角洲高效生态经济区发展规划》和各地市、县（区）的高效生态经济区、蓝色经济区发展规划、“十二五”发展规划、城镇化发展规划等先期规划来科学制定生态城镇化发展的蓝图。既可以把生态城镇建设纳入到城镇化发展的总体规划中去，也可以专门制定生态城镇建设的具体规划。在规划设计中要坚持以人为本的理念，贯彻生态优先的方针，统筹本地生态城镇建设的长期与短期发展目标，明确各自生态城镇建设的重点领域和主要任务，全面考虑涉及生态城镇建设的人口、土地、产业、生态、环境、设施等各方面因素。在规划中应该以新城区为规划主体，以行政中心、绿色居民区、湿地公园、城市综合体等项目为重点，在优先考虑城市整体环境的前提下，最大限度地合理利用土地、人文、自然资源，增强规划的科学性、前瞻性、系统性。

（三）加快载体培育，积极推进高效生态产业集聚发展生态城镇建设必须坚持城市发展与产业成长“两手抓”。生态产业是生态城镇发展的载体和基础，生态城镇化又为生态产业发展提供了更好的发展平台。黄河三角洲日益发展的高效生态产业为该地区生态城镇建设奠定了坚实的基础。高效生态产业是具有典型的生态系统特征的节约集约经济发展模式，包括生态工业、生态农业、生态服务业等产业体系，是建设生态城镇的有力载体。2013年，黄河三角洲高效生态经济区实现生产总值7985．2亿元，增长10．9％，成为山东省经济发展最为活跃的地区。当前，黄河三角洲高效生态经济体系初步建成，可以和生态城镇建设相得益彰，协同发展，构建产城互动的新格局。当前，黄河三角洲地区产业生态化与城镇生态化的互动发展一般有两个途径：一个是与老城区相联系的传统产业的生态化转型。对污染较为严重的传统产业进行技术改造，减少它们对城市的破坏，重构它们与城市的生态联系。同时加大产业结构调整力度，在城市中和城镇周边大力发展具有绿色低碳特征的现代服务业。二是在传统城区之外建设生态新城。主要包括两大载体建设：生态产业园区和生态社区。生态产业园区是承载生态产业生态行为与市场行为的空间场所，也是黄河三角洲地区生态产业集聚发展的主要形式。当前，黄河三角洲地区建设了众多的生态产业园区、循环经济产业园区、绿色产业经济区，这为生态城镇建设提供了产业基础。生态社区是生态城镇空间中承载人类生活、居住的载体，是构成生态城市的基本单元和细胞。生态社区建设是生态城镇建设的重要组成部分。通过生态社区建设可以使城市市民的生活方式和消费方式低碳化、生态化，为生态产业园区建设提供生活支持。

（四）遵循生态规律，优化城镇发展的自然与社会生态系统城市生态系统是一个由自然生态和社会生态构成的复合生态系统。其中自然生态系统是物质基础，社会生态系统是精神、灵魂。生态城镇建设不仅需要优美的自然生态系统，更需要和谐的社会生态系统。自然生态系统的优化主要包括两个方面：一是城市本身自然生态系统的优化；二是城市周边自然生态系统的优化。但无论哪种生态系统的优化，都必须遵循生态规律，符合生态城镇建设的实际需要。城市自然生态系统的优化不是自发形成的，必须有一个自觉行动的过程。其中的关键是要明确系统优化的主体。企业是生产方式转变、产业园区建设的主体，居民是生活方式转变、生态社区建设的主体。无论是在生态保护和修复、城市自然景观的建设与维护方面，还是在环境保护和环境卫生维护方面，都必须有企业和居民的共同参与。城市社会生态系统属于人文生态系统，反映的主要是人与人的关系。与自然生态系统相比，社会生态系统更复杂，更具有脆弱性。因为社会生态系统受人类活动的影响，具有太多的不确定性。因此，社会生态系统的优化既要遵循社会经济发展规律，也要遵循自然演变规律。社会生态系统建设的关键是要构建和谐的人际关系。为此，要以社会主义和谐社会建设为主要内容，崇尚公平正义，大力推动和谐城市、和谐企业、和谐社区、和谐家庭建设，构建良好的城市社会生态系统。

（五）以科技为支撑，构建生态型城镇化发展的动力机制生态型城镇化需要产业、科技、体制、管理、政策等方面的动力推动。在所有的动力要素中，科技起着决定性作用。战略性新兴产业的崛起、传统产业的生态化转型、资源的节约利用、生态环境保护等都离不开科技的创新。科技支撑已经成为影响黄河三角洲开发建设的核心要素。由于经济发展水平限制，黄河三角洲地区的科技投入和科技创新水平与全国、山东全省及其东部较为发达的地区相比，还存在较大差距，这已经成为制约经济社会发展和城镇化的重要环节。为此，必须加大科技投入，推动机制创新，全面提高生态科技水平，推动生态城镇化建设。“生态城镇科技是生态城镇与生态科技的有机结合，是专门服务生态城镇建设的科技手段。”［3］具体来说，可以从以下几方面促进生态科技创新，推动生态城镇化建设的步伐。一是要构建与生态城镇适应的多元化的生态科技体系。主要包括绿色建筑技术、绿色交通技术、生态工业技术、生态农业技术、现代服务技术等等方面。二是构建一体化的生态科技合作创新机制。由于受行政区划和行业限制，黄河三角洲区内各县区之间、各行业之间的合作力度不够，难以发挥科技创新的整体竞争优势。为此，要打破行业和区域的限制，处理好政府部门、科研机构、高等院校和企业之间的关系，推动基础研究、应用研究、技术开发和生产应用的协调发展，建立生态城镇科技研发体系，构建“产学研”或“政产学研”一体化的合作机制。三是加大生态科技创新的投入力度。政府和企业都应加大对科技的投入力度，作为政府要在财政拨款、减免税、优惠贷款、股份制改造、上市融资、风险投资等方面，对生态科技发展给予政策支持，作为企业要重视科技创新的作用，加大研发投入。四是加强培育生态科技创新人才。科技人才的教育与培训是生态科技创新的重要基础。2010年，黄河三角洲地区6市共有科技研究人员100522人，博士毕业2657人，硕士毕业9154人，占总人口的比例与其他发达地区相比明显偏低。区内唯一一所211院校———中国石油大学（华东）也移居青岛。吸纳高科技人才的政策支持机制还没有完全建立。为此，要通过多种形式、多种渠道、多种层次开展生态科技人才的教育培训，健全生态城镇建设的科技队伍。高等学校要开设相关学科和专业，为生态城镇化以及生态科技创新培养一批善生态管理、懂生态技术、会生态经营的人才。

（六）加快制度创新，构建生态型城镇化建设的考评机制城镇化进程中政府部门的主要职责是创新制度建设，为保障城镇化按照生态化的方向发展建立健全一套有效的考评机制。首先，要构建生态城镇评价指标体系。要以《黄河三角洲高效生态经济区发展规划》和各市城镇化规划为依据，充分考虑不同地区、不同层次的差异，从经济指标、社会发展指标、人文指标、资源指标、环境指标等方面制定具体的生态城镇化衡量的指标体系。并依照制定的指标体系，以县区为单位进行生态城镇建设的考核。其次，健全生态导向机制，将生态建设、环境保护和社会生态建设成效纳入干部考核的评价体系中去。生态城镇化离不开生态建设的整体推进，必须使各级干部、群众切实树立生态优先的理念，树立绿色、生态政绩观，建立体现生态文明要求的考核办法、奖惩制度，形成生态文明建设和生态型城镇化发展的长效机制。

篇9

一、自然保护区的地位和发展现状

保护生物多样性是当前国际社会倍受关注的问题。动物克隆技术的突破和转基因技术的发展已经预示珍稀濒危物种的存在将具有无法预测的经济价值。在不久的将来,基因资源将成为国际社会争夺的主要资源之一。实践证明,建立自然保护区是保护生物多样性的有效手段,可以保护典型的生态系统、珍稀濒危物种栖息地和遗传种质资源。全世界130年的自然保护区建设实践证明,建立自然保护区不仅是保护生物多样性的最佳手段,还是建设生态环境、维护区域生态安全的有效措施。1872年美国建立了世界上第一个然保护区黄石公园(YellowstoneNationalPark),至2003年,全球自然保护区的数量达102102个,总面积1876万km2,相当于陆地面积的12.65%。自1956——2000年,我国自然保护区建设事业经历了创建阶段、停滞破坏阶段、恢复增长阶段、全面规划与迅速增长阶段等4个历史发展阶段。1956年我国建立第1个自然保护区——广东鼎湖山自然保护区,到1978年自然保护区数量为34个,2000年发展到1276个(不包括香港、澳门特别行政区和台湾),面积达到123万km2,占国土面积12.8%。随着2001年“全国野生动植物保护及自然保护区建设工程”(以下简称“自然保护区建设工程”)的全面启动,我国自然保护区建设事业进入了第5个发展阶段,即科学规划建设和集约化经营管理阶段。据不完全统计,至2003年底,我国自然保护区数量达到了1999个(不包括香港、澳门特别行政区和台湾),总面积约占144万km2;国家级自然保护区有226处。自然保护区已成为一类特殊的土地利用类型,担负着保护野生动植物资源和维护国土生安全的重要任务。根据国务院批准的“工程”规划,到2010年使全国自然保护区面积达到1.55亿km2,约占国土面积的16.14%;至2050年,自然保护区数量达到2500个(林业系统2000个),总面积1.728亿km2,占国土面积的18%(林业系统保护区总面积占国土面积的16%)。同时,自然保护小区总数达到10万个,总面积达380万km2。

二、宏观决策控制中的科学问题

我国自然保护区建设工程面临迫切解决的宏观决策控制和技术问题主要有:(1)我国自然保护区体系规划和合理布局方案;(2)我国自然保护区分类系统与经营管理制度建立;(3)国家级自然保护区和典型原始林区野生动植物资源本底调查;(4)野生动植物资源动态监测网站建设。

1、自然保护区体系构建我国自然地理环境地域分异复杂,自然生态系统类型多样,特有物种繁多,社会经济地区间差异较大。如何确定自然保护区的合理布局、构建完善的自然保护区体系、实施全面保护与重点建设,是当前亟待研究的课题之一。

2、自然保护区分类经营管理体系建立随着我国自然保护区建设规模的逐渐扩大,自然保护区科学管理水平的不断提高,自然保护区分类分级依据和办法需要更加科学化和更具有可操作性,适合我国国情的自然保护区分类经营管理体系亟待制定和出台。世界自然保护联盟(IUCN)把自然保护区划为6类,即严格的自然保护区(StrictNatureReserve,包括未受破坏的区域或称荒野区wildernessArea)、国家公园(NationalPark)、自然遗迹(NaturalMonument)、栖息地/物种管理区(Habitat/SpeciesManagementArea)、景观保护区(ProtectedLandscape/Seascape)和资源管理保护区(ManagedResourcesProtectedArea)。《生物多样性公约》明确要求各缔约国建立自己国家的保护区分类系统,以适应生物多样性就地保护的需要。目前我国尚未建立自然保护区分类系统,所有的保护区完全按照严格自然保护区的管理模式管理,自然保护与社会经济发展的矛盾广泛存在。自然保护区如何进行分类一直是我国自然保护区管理部门极为关心的科学问题和管理问题。应该对众多的自然保护区进行价值评定和功能定位,开展分类分级,确定关键保护区域,提出重点建设的自然保护区。风景名胜区、森林公园、农田保护区、自然和文化遗产地、生物圈保护区的数量也在迅速增加。它们对保护生物多样性的价值究竟有多大,如何对它们进行统一规划,重点建设,做到有效管理,真正发挥其保护生物多样性的作用,也是当前急需解决的问题。特别是当它们彼此相邻,甚至处在同一地域时,如何协调彼此之间的关系和发挥各自的作用等,都需要进行系统的研究和妥善的解决。因此,应该尽快对现有自然保护区进行分类和分级、价值评定、功能定位,确定自然保护区的合理布局。

3、国家级自然保护区和典型原始林区野生动植物资源本底调查我国绝大多数自然保护区的野生动植物资源本底不清,大部分自然保护区只有野生动植物资源名录,没有种群数量。因此,选择具有代表性的一批自然保护区进行科学考察,查清野生动植物资源本底情况,不仅是对我国的贡献,也是对全世界的贡献。长远的任务应该是查清所有自然保护区内野生动植物的种类和数量。尽管我国绝大部分区域都受到人类活动的干扰,但是仍然残存着少量的原始森林。对这些原始森林内野生动植物资源的调查具有重要的科学价值,它们代表着自然本底情况。

4、野生动植物资源动态监测网站建设尽管自然保护区管理能力在逐步提高,野生动植物及其栖息地得到了有效保护,但是目前我国大多数自然保护区都受到不同程度的各种威胁。广泛存在旅游活动对土壤环境和水环境的污染、旅游设施对栖息地和自然景观的破坏、周边社区的工农业生产对自然保护区的影响、生物资源的过度利用、野生动植物资源动态不明等问题。如何对野生动植物资源和生态环境进行有效监测,是当前亟待研究的课题之一。可以在重点自然保护区建立野生动植物和生态环境监测站,重点监测地带性植被动态、稀有残遗植物群落演替、珍稀濒危野生动植物种群动态、生物多样性动态、野生动物的栖息地。

三、学术领域的科学问题

1、自然保护区学的研究领域自然保护区学是一门新兴的交叉学科,主要研究自然保护生物学原理、自然保护区体系构建理论、自然保护区工程设计和自然保护区经营管理理论与技术。主要涉及以下领域:

1)自然保护区建设与管理,主要包括自然保护区规划设计理论与方法、自然保护区体系管理和单体自然保护区建设与管理。对于湿地和海洋生态系统类型自然保护区,还应该研究其范围和适宜面积确定问题、功能区划理论与方法等特殊问题。生态旅游资源的保护与开发利用问题也属于该领域的主要研究方向。

2)自然资本评估与管理,主要包括自然生态系统自然资本评估与管理、野生生物资源自然资本评估与管理、自然资本运作理论与方法。

3)生物多样性保护与利用研究,包括珍稀物种濒危机制及小种群恢复途径、濒危物种扩繁与迁地保护技术、自然保护区资源生物的开发利用与保护技术、自然保护区景观多样性资源的开发利用与保护技术等。

4)濒危野生动植物资源监测理论与方法研究,包括野生动植物濒危程度评价、野生动物种群监测、植物多样性动态监测、植物群落稳定性研究等。

2、当前需要着重研究的课题

我国自然保护区建设和管理迫切需要深入研究和解决的技术问题,如濒危小种群恢复技术、濒危物种迁地保护技术、自然保护区“生态岛屿”野生动物种群控制和栖息地维护技术、生物廊道设计和自然保护区规划设计技术、自然资本评估理论和方法,以及自然资本运作技术。

1)关于“生态岛屿”小种群恢复与调控。由于自然保护区大多处于孤岛状态,珍稀濒危野生动植物被隔离为多个小种群。应如何恢复濒危物种的种群,以维护其长久的安全性。同时,在生存空间相对狭窄的自然保护区内,尤其是对自然生态系统受到严重干扰的保护区来说,必须科学地控制野生动物的种群数量。比如,如果野生动物种群过大,不仅会对生态系统的结构造成破坏,而且对周边群众的生产和生活构成威胁。应如何对保护区内野生动物种群进行科学控制和栖息地的合理干预,也是当前亟待解决的问题之一。这是一项复杂、艰巨的科研工作,也是未来长期的研究课题。

2)关于自然保护区规划设计中适宜面积确定问题。生产实践中需要回答的一个问题是,我国自然保护区建设规模需要多大才能保护好野生动植物资源?回答这一问题的基础研究工作是科学确定不同类型自然保护区的适宜面积,特别是单体自然保护区的最小面积。自然保护区面积确定问题是我国乃至世界尚未解决的科学难题。确定自然保护区的最小面积是长期有效保护野生动植物和自然生态系统的关键问题,是实现自然保护区科学规划建设和有效管理的前提。自然保护区面积大小不仅决定了保护对象的长期安全性,而且关系到自然保护区建设规模和社会经济承受力的问题。一个自然保护区的面积究竟应该多大才能维持保护对象的长久安全,这个问题不仅是我国自然保护区规划建设等待回答的问题,还是自然保护区学科首先应该研究的课题。由于我国自然保护区的建设和管理一直处于粗放经营和传统的管护阶段,自然保护区的面积确定都比较随意。科学地确定自然保护区的面积是近年来未能深入研究的课题,自然保护区建设缺乏理论依据。比如,国家级、省级自然保护区的面积应该多大,森林、草原、湿地、荒漠生态系统类型的自然保护区面积应该多大,热带、亚热带、温带森林类型自然保护区的面积应该多大,不同类型湿地自然保护区的面积和功能区如何确定,野生动物和野生植物的保护区范围如何确定,上述这些问题成为当前迫切需要解决的课题。

如果是为了保护一个区域的自然生态系统及其组成的物种,合理的面积显得格外重要,因为只有足够的面积才能达到保护这个整体性的目的,才能保持各种各样生态系统的存在,以保证所有物种能够长期生存繁衍下去。自然保护区大多是孤立地存在于人为活动的干扰区域中,处于人类构筑物包围之中,就好像海洋中的岛屿,所以自然保护区有“生态岛屿”、“生境岛”之称。如果自然保护区面积较小,野生动植物的栖息地狭小,半岛效应明显,物种灭绝的速度加快;自然生态系统受人类干扰和外来物种干扰的强度增大,系统的结构难以保持长久的稳定性,从而失去典型性和代表性。同时,我国人口众多,又处于经济快速发展时期,自然保护区建设和管理同样面临着保护与发展的矛盾。如果自然保护区面积总量过大,短期内会给国家和地方政府带来经济负担。如果单体自然保护区的面积过大,尤其是在东部发达地区,那么将引起自然保护与资源开发的矛盾;在西北的牧区,如果核心区的面积过大,也会引起保护与放牧的矛盾。总之,科学地确定保护区的适宜面积,尤其是最小面积的确定,是当前亟待解决的问题。

3)生物廊道的设计技术。很多自然保护区为人类构筑物分割、干扰,野生动物的栖息地和植物的生境呈破碎化状态。对于小种群的野生动植物来说,破碎化的生境导致种群的进一步的隔离,灭绝速度加快。如果在野生动物的迁徙通道上建设了公路、铁路等人类构筑物,将阻断野生动物的生活繁衍途径。研究生物廊道的区划技术成为热点问题,尤其是对于野生动物类型的自然保护区、核心区分为若干片的自然保护区的生物廊道设计问题。

4)关于自然保护区规划设计中的功能区划问题。由于历史的原因,我国自然保护区的分区存在混乱,分区数从1个到7个不等,如核心区、缓冲区(或区、实验区)、实验区、经营区(或利用区或开发区或游憩区)。目前我国还没有实施自然保护区分类管理,所有的自然保护区管理基本按国际上的严格的自然保护区管理。近几年建立的自然保护区,功能区划分为核心区、缓冲区和实验区。但是,由于自然保护区类型多样,功能不同,管理的严格程度、方式应该有所不同。我国人口众多,社会经济又处于快速发展时期,保护与发展的矛盾比较突出。如果占陆地面积14%以上的自然保护区全部按严格的自然保护区管理,那么必将导致自然保护区与当地群众的利益冲突。在现行的自然保护区建设实践中,一般把保护区划为保护区域和经营区域。保护区域包括核心区和缓冲区,经营区域包括实验区。应该根据实际情况,在不同的功能区中还应该划出科学实验小区、生产经营小区、生态旅游小区、生活办公小区等。这样可以在一定程度上解决自然保护工作与管理者和周边居民生计性开发利用的矛盾。

5)关于自然保护区自然资本与经济管理。自然保护区一般处于边远地区,自然保护区内保存着最好的天然植被和自然景观,蕴藏着丰富多彩的野生动植物,生态系统服务功能强大,自然价值极高;周边社区保持着传统的民族风情,文化价值较高。如何进行自然资本运作、开发自然保护区的间接价值和无形资产,发展“自然保护区经济”,避免由“资源消耗型”,向“环境破坏型”和“景观浪费型”转变。

篇10

关键词：自然保护区；生物多样性；就地保护；贡献

Abstract: The nature protection area construction protects the biopersity most efficient paths. By the end of 1993， our country altogether established various types nature protection area 763， total area 66，180，000 hm2， approximately composed the land area 6.8%. This article in summarizes in our country nature protection area construction achievement foundation， outlined the nature protection area to each kind of natural ecosystem， the wild biology， the domesticated species， the wild blood relationship to plant and the idioplasm resources conservation present situation， including has constructed the nature protection area for protection biopersity various components quantity， the area， the distribution and the management; Has appraised the nature protection area to the biopersity various components protection effect; Has analyzed the existence question and proposed that strengthens measure which the biopersity protects.

key word: Nature protection area; Biopersity; Protection; Contribution

1. 前 言

一般而言，保护生物多样性的措施分为“就地保护”(in situ conservation)和“迁地保护”(ex situ conservation)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，西藏察隅等保护区；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2.3 草原与草旬生态系统的保护

、高寒草甸和珍稀野生动物的西藏羌塘保护区；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。

2.3 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。

2.4 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。

3.2 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、西藏芒康等保护区；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、西藏申扎、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。

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

国家环保局．《1993年全国环境状况公报》公布．中国环境报，l994年6月4日．

薛达元，蒋明康．中国自然保护区类型划分标准的研究．中国环境科学，1994，14(4):246-251

陈灵芝主编．中国的生物多样性椣肿醇捌浔；ざ圆撸本嚎蒲С霭嫔纾?993