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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。
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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。
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参考文献]
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关键词：能值；服务功能；森林；评估
在应用能值进行分析的方法我国较早就从国外引进这种理论与方法。在对森林的生态环境的价值分析上采用能值分析可以综合的分析和评定森林系统的价值。森林的服务功能价值可以根据森林生态系统能值的分析进行得出。能值理论的应用可以很好的解决在对生态系统分析时所会遇到的自然、气候、经济等方面的资料复杂、获取难度大等问题。在森林生态系统中的所拥有的资源与价值等都转换成为同种类的标准能值进行定量分析得出一个可以度量的数值，对森林生态系统进行合理评估，并推算出其发展的可能性，组合成科学的依据，这就是能值。能值的计算中也包含着服务功能价值这一项。
一、森林生态系统服务功能的概念
SCEP在《人类对全球环境的影响》中首次使用了服务这个词，并列举了生态系统对人类有益的一些环境服务。Holdren和Ehrlich在人口与全球环境这篇文章中首次提到公共服务，并认为这些服务不能被科技取代。之后，出现了自然服务功能和生态系统服务功能两个词。进入90年代，Costanza等对生态系统功能和生态系统服务进行了阐述和对比，指出人类直接或间接地从前者以产品和服务的形式获取服务。而联合国千年生态系统评估MA委员会编写的《生态系统与人类福祉》一书中提出生态系统服务是指人类从生态系统获取的收益。Fisher等进一步将生态服务扩展为生态系统直接或间接为人类提供福祉的方面。综上所述，森林生态系统服务功能可以理解为森林生态系统与生态过程中形成及维持人类赖以生存和发展的自然生态环境条件与效用。
二、能值的作用
能值就是将生态系统和经济系统中的资源、商品或服务等的价值进行定量分析。产品或劳务形成过程中直接或间接投入应用的一种有效能量，就是其所具有的能值。而任何形式的能量均源于太阳能，故以太阳能为基准来衡量各种能量的能值。任何资源、产品或劳务形成所需直接和间接应用的太阳能之量，就是其所具有的太阳能值，其单位为太阳能焦耳。该方法解决了不同等级和不同类型的物质不能同时分析、比较的难题。
三、森林生态系统服务功能价值评估方法
森林生态系统服务功能的评估方法分为能值分析法、价值量评估法和物质量评估法3大类，而根据国内外的研究成果，其基于市场理论的价值评估方法又可以分为3类：
1.实际市场法。对于具有实际市场经济价值的森林资源，将其相关产品以相应的市场价格计算其价值。评价方法主要是市场价值法。
2.替代市场法。有些生态服务没有直接的市场和市场价格，只能通过寻找相关替代产品和服务的市场和市场价格，间接得出其具有的价值。其主要包括机会成本法、替代成本法、恢复和防护费用法、影子工程法、旅行费用法、享乐价格法、人力资本法和疾病成本法等。
3.虚拟市场法（又称假设市场法）。对于森林生态系统中没有市场交易价格的生态服务，必须在人为条件下设定一个虚拟市场，通过询问大众对该森林的支付意愿或受偿意愿来估算其生态价值。其代表方法为条件价值法（意愿调查法）和意愿选择法。
四、能值与服务功能价值的关系
目前，国内外学者普遍认为森林生态系统具有供给服务、调节服务、文化服务和支持服务4种服务功能，由此衍生出的评估指标体系多样，但都具有一定的科学性。就国内外现有的相关体系、评估方法及计算方法做了归纳总结。其中，中国森林生态系统服务功能评估所包含的6项功能（涵养水源、保育土壤、固碳释氧、积累营养物质、净化大气环境和生物多样性保护）11个指标（调节水量、净化水质、固土、保肥、固碳、释氧、林木营养物质积累、提供负离子、吸收污染物、滞尘和物种保育）构成的评估体系科学性较高，被广泛采用。
森林生态系统是我国重要的陆地生态系统。根据第7次全国森林资源清查及森林资源状况报告，2004-2008年我国森林覆盖面积为19.5亿hm2、占我国陆地面积的20.31%。森林生态系统的变化对我国环境、生态起重要作用。应用能值理论对生态系统进行评价的方法相对简单，资料获取容易，且可以做长时间尺度的推算。如果能找到森林生态系统能值与服务功能价值的关系，就可以通过森林生态系统能值计算该生态系统服务功能的价值，从而解决生态系统服务功能计算繁锁，资料获取难度大等问题。应用能值理论和生态系统服务功能理论建立中国森林生态系统能值和森林生态系统服务功能价值的关系。在建立中国森林生态系统能值和森林功能生态系统服务功能价值关系时，为保持研究数据的一致性，减小估算过程中的误差，采取统一基准建立中国森林生态系统能值和价值森林生态系统服务功能价值的关系。
在建立能值对森林生态系统服务价值的估算时，应该按照地区分区进行。寻求能值与服务功能价值的关系，以此促进森林生态系统的服务价值。同时通过数据的统计，应用能值对森林生态系统进行价值估算发现，在我国因为人类的生活活动对森林造成了很大的影响，虽然森林覆盖率大，但是服务功能价值却不高，这就需要对森林系统进行保护，加大造林工程。
结语：现今在许多领域都应用了了能值计算其价值，而生态系统中所蕴含的价值如今也越来越受到关注，在如何将其中的各项价值转换成同一种能量单位上，能值的计算方式起到了很好的作用，森林生态系统中的服务价值的评估是帮助森林服务体系改善其中的不足，建立良好的森林生态结构，以此促进生态系统与社会经济的和谐发展。同时应用能值的计算方式，弥补了常有的估算森林系统价值的不足，简化的其中的步骤，并且更加直观、客观的给出数值，对森林系统服务价值进行评估。
关键词：战略评价；环境价值；生态系统服务；指标；方法
中图分类号：F0 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2014）07-0016-03
所谓SEA的价值评价，就是在SEA影响评价的基础上融入环境价值评价的因素，在生态文明、可持续发展的时代背景下，更加注重环境资源价值因素，更加注重人—自然—社会的和谐发展。在SEA的价值评价体系中，评价主体通过目的、方法和标准作用于客体，从而发挥主导作用，相应的，环境随主体的作用方式不同而呈现不同状态。
一、环境价值及其评价意义
SEA的价值评价是实施可持续发展战略的内在要求，是实现生态文明的有力手段。对于环境价值，主要包括使用价值和非使用价值两部分，使用价值包括直接使用价值和间接使用价值，非使用价值包括选择价值、遗传价值和存在价值，它们的联系（如下图所示）：
直接使用价值即物质生产价值。比如，有的植物群落的生长为了给城市提供苗木，可用苗木价格衡量。间接使用价值包括生态环境功能价值（包括碳氧平衡、吸滞粉尘、净化空气、降温增湿、防洪避灾、营养物质循环、土壤养分积累）和社会效益价值。这些功能和效益不能用直接的货币形式表现出来，但可用间接的方法计算。选择价值，指人们为了保存或保护某一环境资源，以便将来做各种用途所愿支付的数额。遗传价值，是为后代人保留的使用价值或非使用价值的价值。存在价值，这部分价值包括由于环境资源的存在而给外界带来的发展机会。比如说，公司周围有绿地，良好的厂区环境可以加强对外形象宣传，吸引更多投资等。
对环境价值进行战略评价，是经济发展到一定阶段的要求。从环评角度来看，在中国，环境影响评价制度自1979年建立以来，一直为经济、社会、自然的协调发展保驾护航。但是随着全球化的发展，中国持续保持的高速经济增长速度和产业结构的不合理导致环境问题日益严重，人们越来越意识到，环境污染和生态保护应该从源头抓起。在政策、规划、计划制定之初就要充分考虑环境因素，把环境保护的目标融入到经济发展的战略中去，以保证生态经济的可持续发展。但是，目前中国规划环评定性指标多，定量指标少；现状描述性指标多，预测性指标少；对生态系统和经济联系的综合性指标缺乏，而现代生态系统是以人类为中心的自然生态系统和社会生态系统的综合体，人类的活动使全球生态系统格局发生了很大的变化，使生态系统服务功能受到损害，导致全球的生态环境危机，进而使人类的发展受到威胁。不难看出人类社会的活动与生态系统服务功能有着千丝万缕的联系，而如何在二者之间找到一个相互协调的方法，以尽量减少人类活动对生态系统服务功能造成的破坏，同时生态系统服务功能又能作为一个衡量标准来约束人类活动，将是一个具有现实意义的问题。人们对自然界进行利用和改造的过程，不但要注重自然资源的直接消费价值和市场价值，同时也要注重生态系统的生态效益及其价值。生态系统为人类提供生存和发展的物质资料，更重要的是支持与维持了对人类文明至关重要的地球生命支持系统。生态系统服务功能作为生态学的前沿课题之一，不仅可以评估对于现存生态系统的价值，也可以反映出土地利用方式的变化带来的价值变化，因此，在SEA的评价指标中纳入生态系统服务功能价值评估指标，可把环境与经济价值直接相连，为SEA价值评估的定量分析开辟了途径。
二、生态系统服务功能及其测量方法
生态系统服务研究在西方兴起的标志性著作《自然服务：人类社会对自然生态系统的依赖》（Daily等，1997）中对生态系统服务给出如下定义：Ecosystem services are the conditions and processes through which natural ecosystem and the species that make them up sustain and fulfil human life（生态系统服务是支持和满足人类生存的自然系统及其组成物种的状况和过程）。随着生态学的发展，国内学者定义生态系统服务为：“自然生态系统的结构和功能的维持会生产出对人类的生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，称为生态系统服务。”主要包括自然生态系统的产品生产、生物多样性的产生和维持、气候气象的调节和稳定、旱涝灾害的减缓、土壤的保持和肥力的更新、空气和水的净化以及废物的分解、物质循环的维持和稳定、农作物和自然植被的授粉及其种子的传播、病虫害爆发的控制、人类感官心理和精神的益处和人类文化的源泉。
针对城市生态服务功能的内容，建立评价指标体系如下：
对以上指标进行定量的测量，目前使用的方法主要有两种：一是替代市场技术，它以影子价格和消费者剩余来表达生态系统服务的经济价值，测算方法多种多样，有费用支出法、市场价值法、机会成本法、旅行费用法和享乐价格法。二是模拟市场技术法，以支付意愿和净支付意愿来表达生态系统服务的价值，测算方法主要是条件价值法。
Costanza在1997年对全球生态系统服务的价值估算就是通过各种技术来完成的。其技术路线为：首先，根据一定的标准，如人类对土地的开发利用方式或生态系统的自然状况，将研究区域内的生态系统进行分类；其次，根据不同的测算方法，计算各种类型生态系统服务的单位面积资本；最后，计算总资本，汇总得到总资本结构表。因此，区域生态系统服务的总价值为：
Vt=∑SI*PI
式中，Vt为区域生态系统服务总价值，Si代表第i类生态系统的面积，Pi是第i类生态系统单位面积的生态系统服务价值，n为区域内生态系统的类型。
三、融入生态系统服务功能的战略环境评价
把生态系统服务功能融合进战略环境评价的各项指标，是SEA价值评价的核心。在方法上，引用生态系统服务功能进行评估，可以针对各生态系统所具有的服务功能体系，在定量范围内，来分别考察规划对其造成的影响。比如说：
第一，调节气候功能评价。城市林地在夏季的降温作用可直接减少城市空调的使用，故而这项功能可用替代成本法即减少空调的耗电费用来衡量。比如，一株大树蒸发一昼夜的调温效果等于1.046 kJ，相当于10台空调机工作20 h，以室内空调机耗电0.186度/台，电费按0.140元/度计，则为0.1344元/台。以林地树木100株/hm2，每年按60 d使用空调器计，则生态系统调节气候功能的经济价值可计算。
第二，固碳释氧功能评价。目前对于生态系统调节碳氧平衡的价值，有三种不同的认识。欧阳志云等认为固定二氧化碳与释放氧气都具有自身的价值，将两者价值相加作为其价值。陈光清等却认为固碳与释氧是同时进行的，所以取两者较大值作为维持碳氧平衡的价值。薛达远等则认为固碳与释氧为同一过程，为不重复计算，则略去释放O2价值的评估，直接将固定CO2的价值作为维持碳氧平衡的价值。由于目前尚缺乏公认的评估生态系统固定CO2经济价值的方法，参考前人工作经验，比较运用造林成本法及碳税法评价生态系统固定CO2的间接经济价值；而生态系统释放氧气的价值用释放的氧气量与氧气价格的乘积衡量。
第三，保持土壤功能评价。首先确定每年减少的土壤侵蚀量，然后再评价减轻表土损失、肥力损失和泥沙淤积灾害三方面的价值。
第四，涵养水源功能评价。根据水量平衡评估水域涵养水量。涵养水源价值为年涵养水量乘以水价。
第五，减弱噪声功能评价。目前对森林生态系统降低噪声价值的估算是以造林成本的15%计。
根据以上方法，在SEA价值评价程序中，应在清楚生态环境质量现状基础上，对环境进行价格核算，并对目标生态系统服务价值进行评估，分析规划造成的服务功能变化，并拟定方案。
四、SEA价值评价中的主体要求
纵观环境历史，造成污染和破坏的主要能动力量是人类，而人类最有力的武器是科技。在环境尚没有作为问题被人类意识的时候，人们更加关注的是如何运用科学技术创造出巨大的经济财富。从哲学层面讲，即更侧重于工具理性。科学技术成为工具理性的手段是因为科学技术所采取的技术路线对自然、社会改造的力量巨大，从而获得人类追求物的效用最大。在论及科学技术作用时，恩格斯指出：“在马克思看来，科学是一种在历史上起推动作用的、革命的力量。”这个科学论断有力阐明了科学技术作为工具手段对人类社会的重大作用。科学技术作为人类工具手段的作用，是从科学技术的技术路线对物质资料与自然界改造开始的。在科学技术尚处在萌芽时，科技的工具理性的张扬是无可厚非的，它体现了科技和人类的强大征服能力。但在工具理性的驱使下，理性由解放的工具退化为统治自然和人的工具，导致环境困境，而要解决这些困境，就必须由工具理性向价值理性让度，在价值理性视野中，关注的是生态文明，重在可持续发展。
在SEA的价值评价中，作为评价主体的“人”必须考虑战略的生态保护，即“通过对战略所引致的社会经济活动的环境后果进行分析评价，提出相应的环境保护对策或战略修改、调整建议，以避免或尽可能降低由于决策失误带来的消极环境影响，促进社会经济环境系统可持续发展。”
总之，SEA价值评价是生态文明建设的内在要求，也是实施可持续发展目标的有力手段。只有在政策制定、规划设计中有效融入环境价值评价要素，才能实现真正的可持续发展，生态文明才不会遭遇挫折。同时，要加强SEA价值评价的方法与工具的研究和实际应用。
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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。
【关键词】无居民海岛；生态补偿；海岛开发；环境影响
1.引论
我国是世界上海岛最多的国家之一，无居民海岛占海岛总数的94%，而其面积仅为海岛面积的2%左右，基本上是尚未利用的荒岛，海岛的开发仅集中于少数几个大岛[1]。随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布和无居民海岛开发工作的推进，近年各主要沿海省份的海岛开发的申请和审查开展热度较高。以资源的开发谋求经济利益，是海岛开发者的必然心态。但海岛开发必然伴生着生态环境影响，水产、旅游、港口、生物和森林、矿产、土地等资源的开发利用均会造成各类生态环境影响[2]。《中华人民共和国海岛保护法》中明确提出，从管理者的角度，维护海岛的生态安全，是促进海岛可持续发展的职责所在。因此，海岛开发者的利益追求与海岛生态环境的保护必然存在一定冲突，在保持严格的申请审批和开发监管力度的前提下，无居民海岛开发会对海岛开发者带来较大的开发压力和经济风险。寻求经济效益和环境效益的双赢机制，将是推进无居民海岛开发必须考虑的问题。
2.生态补偿在海岛开发中的适用性
自环境问题及可持续发展思想提出以来，生态补偿就成为专家和公众关注的热点之一。在经济学中，生态补偿的内涵指的是一种对生态环境受益者收费，受损者补偿的经济措施；而在生态学中，生态补偿是针对生态系统的自我还原功能[3]。生态补偿作为实现生态环境修复、解决生态环境成本内部化的环境管理机制和社会利益关系平衡机制，已开展众多理论研究和实践探索。
生态补偿在国内最早应用于退耕还林[4]政策，通过补偿直接的耕地损失以促进生态保护；而后，生态补偿理论在流域的生态环境保护问题中受到重视，并进行了大量的由浅入深的研究和初步尝试，以保障上下游区域对流域开发和保护的公平性。前者为推进国家的环境保护方针政策带有一定的强制性，后者在重要流域上下游区域获得差异化环境效益的既定格局下，是一种被动的调节补偿机制。而生态补偿作为刺激损害行为主体减少因其形成带来的外部不经济性的激励机制，对于环境资源开发主体应还可发挥主动的约束和激励作用。
生态补偿有生态补偿税费、生态补偿保证金制度、财政补贴制度、优惠信贷、交易体系和国内外基金等多种模式[5]，采取合适的生态补偿模式，在无居民海岛开发者面对保护和开发的平衡时，可起到经济刺激下的良性导向作用。因此，通过采用生态补偿机制，无居民海岛开发者在一味追求经济利益，粗放使用海岛资源，导致生态环境恶化时，在严格的海岛使用动态监管下必然会受到相应惩处；而无居民海岛开发者若理性追求经济利益，在海岛开发时注重整体生态环境保护，遵循生态旅游、公共服务等绿色海岛开发模式，也可得到相应的政策补贴，而保障既得利益。故在无居民海岛开发中，定期评定海岛生态环境状况，采取合理的生态补偿机制，可以保障海岛开发者在环境和政策双重压力下的开发积极性，对解除海岛开发者的经济风险顾虑，推进海岛可持续开发具有重要作用。
3.无居民海岛开发生态补偿机制
3.1补偿主体、对象与客体探讨
无居民海岛的生态补偿是围绕着海岛的资源价值进行，而海岛资源价值则是海岛生态系统服务价值的体现，所以补偿主体和对象的界定需依据海岛生态系统服务功能的变化[6]。生态补偿的主体应为生态系统服务的使用者、破坏者或是生态保护活动的受益者，生态补偿的对象应为保护生态资源的建设者、因生态资源的使用或生态保护而受损害的利益主体。在无居民海岛开发中，因海岛生态系统服务功能变化受益的一方应为补偿主体，国内的自然资源所有者为国家，无居民海岛开发时开发者也将向海洋行政主管部门上缴海岛使用金，因此海洋行政主管部门可考虑作为补偿主体；为提高海岛生态系统服务功能作出贡献者应为补偿对象，无居民海岛开发者为改变海岛生态系统服务功能的主体，若开发者理性追求经济利益，在开发中注重保护，因维护海岛生态而损失部分可获得的经济利益，应作为补偿对象。生态补偿的客体是主体和对象共同指向的对象，也是生态补偿的标的，海岛开发者和海洋行政主管部分之间的博弈是围绕海岛生态系统服务功能的变化进行，因此海岛生态系统服务价值是生态补偿的客体，也是无居民海岛生态补偿机制的基础。
3.2 补偿方法研究
生态补偿方法的核心即是进行补偿客体变化量的货币化定量计算，该变化量需由补偿对象的付出所产生。因此，补偿客体的变化既可在补偿对象的付出上得以体现，也可在补偿客体本身的变化直接反映。
3.2.1直接成本法
3.2.1.1方法内涵
以补偿对象即海岛开发者作为研究出发点，则可认为海岛生态系统服务价值的提升是由海岛开发者所直接付出的环境费用所产生，因此，该部分环境费用可认为是生态补偿的基准。
3.2.1.2补偿方法
3.2.2生态系统服务价值法
3.2.2.1方法内涵
根据生态系统服务理论，生态系统服务指人类从生态系统获得的所有收益，包括供给服务（如提供食物和水）、调节服务（如控制洪水和疾病）、文化服务（如精神、娱乐和文化收益）以及支持服务（如维持地球生命生存环境的养分循环）[7]。单个无居民海岛作为独立的离岸生态系统，也具备其自身的生态系统服务价值，占用岛体的海岛开发活动均会对海岛生态系统服务价值产生正向或负向的影响。通过直接计算海岛生态系统服务价值的变化量，若海岛生态系统服务价值变化量为正值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生正效益，即海岛开发活动维护了海岛生态环境，该海岛生态系统服务价值变化值即为海岛开发者应得到的生态补偿费用；若海岛生态系统服务价值变化量为负值，可认为海岛开发者的开发活动对海岛生态环境产生负效益，即海岛开发活动破坏了海岛生态环境，海岛开发者应根据该海岛生态系统服务价值变化值支付生态补偿费用。
3.2.2.2补偿方法
若计算结果为正值，即海岛开发者应据此得到一定的生态补偿费用，用于补偿其生态环境保护投入；若计算结果为负值，即海岛开发者根据该计算值支付生态补偿费用，用于补偿其生态环境破坏费用。
3.2.2.3补偿基准
生态系统服务价值法的核心是补偿基准的明确，在无居民海岛生态系统中即海岛生态系统服务价值变化值的计算基准，或为该无居民海岛的生态系统服务价值本底值。在无居民海岛生态系统服务中，供给及文化服务即自然资源、自然或人文遗迹等的价值一般为定值，在无外界干扰的情况下，不会发生明显变化，根据海岛开发前的自然状态直接确定，可通过登岛调查、遥感图像解译、航拍等方式获得面积等参数，直接计算其生态系统服务价值本底值；支持及调节服务即环境质量或其他特定生态作用，会受到区域环境的影响，因而非恒定值，某固定时间点的状态并不能作为其本底状态，在明确海岛生态系统服务价值变化值的计算基准时，应参考相关参数的多年平均值计算，从而作为无居民海岛的生态系统服务价值本底值。
3.3补偿途径探讨
海岛开发者在海岛开发过程中，对海岛生态环境会存在保护和破坏两种趋势，因而生态补偿在实际实施中会存在两种途径。在海岛开发活动对海岛生态环境产生破坏的情况下，需由海岛开发者向海洋行政主管部门缴纳无居民海岛生态补偿费用，以弥补海岛生态环境损失；在海岛开发者在开发的同时，对海岛生态环境进行有效维护的情况下，可由海洋行政主管部门以返还部分海岛使用金或申请专项保护经费的形式使海岛开发者获得生态补偿费用，以经济刺激手段保障海岛开发者在海岛开发过程中生态环境的保护意识。
4.讨论
无居民海岛开发伴随着《中华人民共和国海岛保护法》的公布仅开展了数年时间，保障无居民海岛开发的法律法规还将不断完善，无居民海岛开发在深入发展的同时暴露的问题还很有限，本研究对无居民海岛开发生态补偿机制也仅是作了初步探索。无居民海岛开发生态补偿在实际应用中仍有较多不足和局限条件，在补偿费用的计算和补偿基准的确定上仍需进行深入研究：
4.1补偿方法的修正
补偿方法主要是从海岛开发者投入环境成本和造成环境影响两个角度去寻求生态补偿费用的核算。在投入环境成本的核算上，需进一步研究涉及环境成本的生态环境工程范畴，以提高环境成本的核算准确性；在核算生态系统服务价值的变化以衡量造成的环境影响时，应进一步研究海岛所能提供的生态系统服务范畴，从而能准确全面核算海岛生态系统服务价值的变化量。此外，在生态系统服务价值法中，还应根据替代成本、影子工程、支付意愿等环境经济学方法进一步研究各项海岛生态系统服务价值的核算方法。
4.2补偿基准的计算
补偿基准计算主要涉及海岛开发者投入的环境成本和环境海岛生态系统服务价值变化值的计算基准。在直接成本法中，需要求海岛开发者有详细明确的生态环境保护工程预算，以作为海岛开发者投入的环境成本；在生态系统服务价值法中，需进一步研究海岛生态环境的本底状态，如自然资源范围和数量、环境质量本底状况、海岛生态功能的确定等。
4.3补偿途径的保障
补偿途径在无居民海岛的开发管理中能否实施仍需进行深入研究，且目前没有相关的法律法规保障。补偿途径的合理性尤其是生态补偿费用的经费来源仍需根据无居民海岛开发管理的实际情况进行进一步探讨，促使海岛开发者的意愿和海岛管理者的态度能往相对一致的方向发展。
在无居民海岛开发生态补偿机制的方法和标准经研究得到明确后，在保障补偿途径的法规得到完善后，可选择有代表性的海岛开展短期试点。若无居民海岛开发生态补偿机制得以有效实施，以经济刺激机制保障无居民海岛开发者的生态环境保护意识，将有助于促进海岛开发和生态环境保护和谐发展，提升无居民海岛管理水平和效率。
参考文献：
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通过对生态系统服务价值研究方法及湿地、草地、森林、流域和农田生态系统服务价值相关研究的整理，发现我国生态系统服务价值研究存在的问题，主要表现在评估方法的科学性、数据选取、研究结果准确性和应用性等方面。而随着生态文明及可持续发展战略的不断深入及推进，科学有效的生态系统服务价值的研究意义非同寻常，在综合分析后提出在今后的研究中需要从方法及内容上进行深入的讨论及革新，使得生态系统服务价值研究能够更好的发挥社会作用。
关键词:
生态系统;服务价值;研究进展;问题探析
0引言
生态系统服务价值的效用来自于大自然的特殊产品，是完全有别于劳动价值的一种特殊的价值系统。由于生态系统承载能力的局限性，以及人类不断上升的需求膨胀性，使得生态系统的有偿使用成为必然［1-2］。特别是Costanza等人［3］在《Nature》发表了评估全球生态系统服务价值的相关研究后，国内学者关于生态系统的研究日益增多，但依旧存在以下几个问题:一是研究方法不统一，虽然相关研究较多，但依旧尚未形成统一的、标准化且权威的方法，因此导致研究的结果可对比性及参考性较低;二是调研数据的科学性及结果的准确性，目前研究所选取的对象及数据较为分散、随机，不能很好地形成全国范围的数据统计及分析;三是研究成果的应用及转化率较低，这是因为部分研究数据所得到的结果未与当地实际情况相结合，导致研究结果无法被决策者所接受;四是部分研究中将生态系统的价值放大或对其实质认识不清，导致测算结果远远超出财政承受能力，混淆了价格与价值的概念。
1生态系统服务价值的研究方法
目前，对生态系统服务价值评估方法常分为四大类［4］:一是直接市场法，主要包括市场价值法、机会成本法等;二是替代市场法，主要包括旅行费用法和享乐价值法等;三是模拟市场价值法，主要包括条件价值法和有防护费用法等;四是团体商议法，主要有生态足迹法和能值分析法。目前国内的研究大多参考Costanza等人［3］的研究理论体系及方法。范小彬等人［5］提出了通过生态系统服务价值的变化内容部分指标进行动态评估，建立了不同指标的计量模型。谢高地等人［6］的研究中结合Costanza［3］研究中的模型提出了“中国生态系统服务价值当量因子表”，同时采用价值转化法对中国生态系统服务进行试验性评估。赵景柱等人［7］将评估方法分为3种:一是能值分析法，二是物质量评价法，三是价值量评价法，并对3种方法进行优点及局限性分析。
2生态系统服务价值研究结果
生态系统服务价值的研究可分为多种类型［8］，通过参考生态系统的类型，本文对其进行了分类，主要包括湿地生态系统、草地生态系统、森林生态系统、流域生态系统和农田生态系统。
2.1湿地生态系统服务价值
湿地生态系统是水路相关作用形成的独特的生态系统，具有重要的生态学意义。湿地生态系统价值评估方法中，Costanza等人［3］的研究最具代表性，在其研究中湿地具有的气候调节、水体净化等10类可服务全球的生态功能被进行价值估算。张翼然等人［9］统计了71个湿地案例点的价值量然后进行对比，得到湿地生态系统各服务功能排序及不同地理位置下的价值量特点。张玲等人［10］研究表明Meta分析价值转移方法是评估湿地生态系统服务价值的一种可行且快速的方法。李伟等人［11］通过构建优化的湿地生态系统服务价值评价体系以更加准确地评估湿地生态系统服务。赵同谦等人［12］对中国陆地水生态系统的价值评估作了探索，得出2000年我国陆地水生态系统总价值为9810.83亿元/a。
2.2草地生态系统服务价值
草地生态系统主要由多年生的草本植物占优势的植物群落构成的陆地生态系统，具有防风固沙、涵养水源等生态功能。金良等人［13］研究符合中国国情的价值评估理论和方法体系。高雅等人［14］将草地生态系统生态服务价值评估分为4个步骤进行，分别为内涵确认、功能分类、指标设定及价值核算。陈敏等人［15］的研究表明，首曲湿地保护区的草地生态系统服务价值是所在地玛曲县生产总值的15～19倍，约为55.76亿～71.54亿元/a。赖敏等人［16］以三江源区草地生态系统为研究对象，采用物质量和价值量结合的方法对生态工程实施前后的生态服务价值进行了评估和对比分析，为后续的生态管理决策提供了一定的理论指导。
2.3森林生态系统服务价值
森林生态系统指森林群落与周围环境共同作用下形成的，具有一定结构、功能和自调控的自然综合体，在面积上是在陆地上最大的生态系统。我国森林资源较为丰富，森林生态系统服务价值的研究起步也较早，赵同谦等人［17］的研究将我国的森林生态系统的服务功能分为四类，并认为需要继续加强对我国森林生态系统服务的相关基础研究。李金昌［18］对森林生态系统服务价值计量的理论和方法进行了总结及评价。王兵等人［19］的研究表明，我国2009年森林生态系统服务功能总价值为10.01万亿元/a，并对森林生态系统服务总价值的空间格局分布特点进行研究。
2.4流域生态系统服务价值
流域生态系统是一个相对复杂的复合生态系统，包括社会、自然和经济三个要素。流域生态系统服务价值的研究能分流域生态补偿、修复及综合管理提供一定的参考。于秀波等人［20］通过定量化评估方法，建立了鄱阳湖流域生态系统评估的概念框架和指标体系。丁辉等人［21］利用LandsatTM遥感影像数据并参考Costanza提出的评估研究，对比了2000，2005，2010年黄河上游甘南段的生态系统服务价值变化。李传奇［22］通过直接使用价值和间接使用价值法对大黄铺洼蓄滞洪区生态系统服务价值进行评估。
2.5农田生态系统服务价值
农田生态系统服务价值是农田的生态与人类活动之间所维持的自然条件的效用与价值。对农田生态系统服务价值的研究能够更好地考虑其带来的经济效益及可能对环境造成的危害，为全面地认识农田生态系统提供科学理论依据。孙新章等人［23］采用生态经济学方法，获得2003年我国农田生态系统总服务价值为19121.8×108元(2003年现价)，认为人类发展农业并没有使得这部分价值降低。肖玉等人［24］通过中国科学院栾城农业生态系统试验站田间试验数据的基础上，评价了华北平原小麦－玉米农田生态系统的服务功能。
3研究面临的现实问题
通过以上不同生态系统服务价值的评估研究，目前面临的主要问题主要有研究方法的科学性、数据选取的可行度及结果的准确性、研究的现实应用价值及可能性等。杨光梅等人［25］认为目前我国生态系统服务的研究内容局限于而导致结论的科学性和现实有效性受到质疑。谢高地等人［26］认为目前研究的局限性包括评估结果准确性、生态资产与服务的混淆、评估方法的不确定性以及其本身的复杂性。
3.1研究方法的科学性
Serafy［27］提出在对生态系统服务价值进行研究及总量的计算时，若在计算时不考虑替代效应等因素的影响，一般会使估值过高，但目前学术界并未形成统一的、具有公信力的生态系统服务价值研究的方法及体系。目前我国的研究一般参考Costanza的方法，虽然经过了多年的发展，但大多研究偏重对服务价值的量化评估上，因此在研究的基础理论、方法上并未有较大突破。
3.2数据选取及研究结果的准确性
谢高地等人［6］采用意愿调查评估法，通过问卷调查和直接访问的方式，对我国生态系统单位面积进行了价值当量表的绘制。但2002年200份问卷仅回收38份，2007年500份问卷仅回收213份，而根据社会调查研究方法的标准，需要至少60份问卷才具有统计学意义。所得到两个年份的档位面积服务价值当量差距较大，可能是由于评估方法涉及存在问题，从而导致数据及结果准确度不高，因此应用性不强。然而有部分学者的研究将该数据及结果作为参考，因此后续研究也可能会产生较大的误差。
3.3研究结果应用的可行性
目前对生态系统服务价值的评估一般均为静态的，但现实中其服务价值是通过人类活动、市场运作而实现的。目前国内对生态系统服务的研究主要为对其价值的量化，模糊化了生态系统服务价值核算与生态服务价值研究之间的区别，从而产生了生态系统服务价值评估有效性和必要性之间的矛盾及争论，因此忽略了研究的最终目的应该是对评估结果的应用。总体看来，目前我国关于生态系统服务价值的研究与市场经济、政府决策及管理未能有效整合，同时研究结果的现实应用率也较低，实现为社会服务的道路依旧较远。
4研究价值和展望
4.1研究价值
4.1.1绿色经济核算体系的基础研究
生态系统服务价值评估的研究重点应该是建立标准规范的价值评估体系，使得生态系统服务价值充分在国民经济和社会发展中起到一定作用，其研究结果能够为政府决策人员服务，能够合理地被应用于生产、生活当中，这是建立国民绿色经济核算体系的重要理论支撑。在1988年国务院发展研究中心就进行了“资源核算纳入国民经济核算体系”的相关研究，因此生态系统服务价值评估必然会成为国民经济核算系统的一部分，并为合理管理和使用生态系统提供科学的理论基础和依据，并能够将目前多部门的相关统计数据进行整合，并为生态系统的有偿使用、保护奖励措施提供有力的依据。
4.1.2建立生态补偿制度的基础依据
人类高速发展长期以来主要依赖于无限制地从环境中索取，而非回赠。而通过对生态系统服务机制的评估，能科学地获得国家或地区的生态资源价值，可对生态环境进行生态补偿，为实现人类的可持续发展奠定基础。而生态补偿制度最重要的基础为界定生态环境的物权及产权，通过这一明晰的制度对行为主体进行约束，从而明确其权利和义务，形成生态环境公平高效的交易制度，逐渐实现生态系统服务价值以可持续的发展方式进行配置，实现社会的公平［19］。生态补偿制度建立公平合理的标准需要生态系统服务价值评估提供一定的理论基础。
4.1.3环境友好型可持续发展的理论指导
可持续发展是建立生态文明的必然要求，而目前作为衡量地方经济发展的主要指标中，生态系统的保护及价值所占比例很小，甚至没有。因此如何有效评价当地的生态系统价值，为决策者提供评价地方发展有效性的理论依据，同时为地方决策者提供可持续发展可能性方案的理论指导，也是生态系统服务价值评估的重要作用［23］。通过建立不同生态系统的资源评估账户，建立产权的归属、有偿使用及保护奖励等制度，完善生态系统服务价值与单位面积的GDP的函数关系，从而反映一个国家或地区的经济增长是否对生态环境带来的影响是否是可以被接受，可为全面实现可持续发展提供一定的理论指导。
4.2研究展望
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）
论文摘要：伴随着经济增长和 工业 化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，阻碍着经济的 发展 速度。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。
现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。
经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色gdp”为发展目标，从现行的gdp中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。
1生态资本内涵
1．1生态资本定义
生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与 金融 资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。
1．2生态资本的特征
生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有 自然 生态功能，遵循自然生态 规律 ，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。
但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。
2生态资本价值理论
生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。
2．1劳动价值理论
劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。
在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。
2．2效用价值理论
效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。
2．3要素价值理论
要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一 科学 定义。
2．4供求价值理论
供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。
总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。
3生态资本价值核算方法
现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(seea)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。seea核算法通过把资源和环境账户作为sna(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。
3．1补偿价值法
补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：
w=c+v+m
式中，c、v、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了 历史 成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。
3．2总经济价值法
总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(tev)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(nuv，又称存在价值)；又将uv细分为直接使用价值(duv)、间接使用价值(iuv)与选择价值(ov)。其计量关系为：
tev=uv+nuv=(duv+iuv+ov)+nuv
式中，duv是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；iuv不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适性功能，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；ov是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；nuv为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前duv与iuv可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；ov与nuv均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此， 企业 在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。
3．3租金或预期收益资本化法
租金或预期收益资本化法根据地租理论和财务管理理论，将预期的资源环境在未来一定年限内产生的两大价值(即预期的租金或收益)按社会贴现率折现后的现值作为资源环境价值。其计量公式为：
v=v1+v2
v1=qro／r
v2=a(1+k)／(nq)
式中，v为资源环境价值；v1、v2分别为资源环境的商品价值与服务价值；ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；a为投入总额；q为受益资源总量；n为受益年限；k为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。
3．4边际机会成本法(moc)
边际机会成本法基于效用价值理论，该理论认为任何 经济 活动的成本代价不仅包括对生产各个要素的消耗，而且也包括由于外部不经济行为对生态系统所造成的代价。因此，理论上任何资源环境产品的价格p等于其边际机会成本(moc)，moc又等于资源环境产品的边际生产成本(mpc)、边际资源耗竭成本(muc)与边际环境成本(mec)之和。即：
p=moc＝mpc+muc+mec
生态资本价值(v)=muc+mec＝p-mpc．
式中，mpc常用生态价格定价法或影子价格法 计算 ，较为准确、简便；p为资源环境产品的现行市价。该法主要适用于生产性资源环境价值的核算。
3．5总和价值法
该理论认为生态资本价值核算方法应该从马克思价值理论的全部论述中去寻找结果。这部分学者认为，生态资本价值不单单是指直接投入其中的人的劳动价值，还包括生物有机体的所有权和使用权的价格，以及生态系统服务地租。也就是说，生态资本的价值等于人类直接投入的劳动、生物有机体的使用价值与所有权价值和生态系统服务级差地租之和。投人生态系统的人的劳动包括投入人工生态系统的劳动和维护 自然 生态系统的劳动，是抽象的一般社会必要劳动；生态有机体的使用价格实际上是生态系统服务所有权与使用权转移的货币表现，它是经济所有权存在，生态系统被所有者控制，生态系统因所有权 规律 而产生一种现象，即当社会需要交换资源环境时，生态系统由于有用性而获得价格；生态系统服务级差地租是生态系统服务的差别为基础的地租。
3．6替代价值法
替代价值法根据效用价值论，将不能直接进行价值计量的资源环境，按其各项主要功能分别选用合理的计量方法进行功能替代，计算各项功能的价值，将总价值视为资源环境价值。替代价值法主要有较为可靠的市场价值法、旅行费用法，以及主观性较强、可靠性较低的调查评价法、支付意愿法等。它主要适用于计量资源环境的服务价值，应用时应优先选用较为可靠的替代方法。
4生态资本价值核算与可持续 发展
经济理论认为，能够带来收益的东西称为资本。生态系统，无论是天然的生态系统还是已投入了人类抽象劳动的人工生态系统都可以为人类带来巨大的社会财富。按照资本能带来收益和财富的概念以及生态系统为人类带来巨大收益和财富的事实，生态系统无疑是资本。但是，长期以来我国都没有对这种资本进行行之有效的管理，经济发展也为之付出了巨大的资源和环境代价，经济发展带来的好处并不明显。所以，加强生态资本管理，制止生态系统耗减和质量下降的趋势。通过技术进步、资源利用和环境改善，限制不合理的经济增长计划，适度地开发和利用资源环境，加强生态系统的管理已成为当务之急。但是，其中最为重要的是进行生态资本的价值核算，准确评估经济活动造成的资源浪费和环境退化数量，事前分析不同经济政策对资源和环境造成的影响，以便决策，从而构建一套能够提供可持续经济增长趋势和经济预警信号的绿色国民经济核算指标体系，实现可持续发展。
4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础
生态系统对社会经济的贡献有公共品或准公共品的属性，长期以来，资源环境的产权很难界定清楚或产权得不到保障。众多微观个体构成的群体共同拥有、享用资源环境，对于占用或利用资源环境的利益相关者来说，这些生态系统产品具有稀缺性，对于构成这些群体的个体来说，由于权益分别、交换的代价远远大于它们获得收益，人们更乐于作为免费搭车者，而不愿为享受生态系统付出代价。因此使用者感受不到生态系统的稀缺性，价格机制不能刺激使用者保护生态系统。市场机制的引入，由于使用者已经逐渐意识到生态系统潜在或实际的短缺，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立 现代 化 企业 制度，可为经济绿色发展奠定基础。
4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径
长期以来生态系统与经济发展之间存在着尖锐的矛盾。但是，20世纪末兴起的知识经济为经济的发展开辟了新的途径，经济的发展的主要源泉不再是劳动力、资本或原材料，世界经济的增长也从增加投入型变为知识和技术进步型。我国已经确定了可持续发展战略，将调整和优化产业结构，建立一套绿色资源环保型社会经济发展体系，走持续发展道路。
4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件
伴随着经济增长和 工业 化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，严重阻碍了经济的发展。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。现在，各国在进行政府决策时，更多的是将生态系统与经济发展作为一个整体考虑，进行资源环境核算，使人们正确地看待经济增长成本，注重经济增长质量。
4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障
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
