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關鍵詞：生態系統健康；生態恢復；生態修復；生態重建；生態工程
中圖分類號：F205文獻標識碼： A
1生態系統健康及其診斷
1.1 生態系統健康的提出及涵義
從生態系統觀點出發，一個健康的生態系統是穩定和可持續的，能夠維持其組織機構、自給及對脅迫的恢復力；從人類需求考慮，健康的生態系統能提供維持生態系統服務能力等。所以，，健康的生態系統不僅在生態學意義上是健康的，而且有利于社會經濟的發展，并能維持人類群體的健康。
1.2 生態系統健康的類型
1.2.1 生態系統健康為一級區
生態組織結構十分完整合理，系統活力極強，外界壓力小，無生態異常出現，生態系統的生態功能極其完善，系統極其穩定，處于可持續狀態。
1.2.2 生態系統較健康為二級區
生態組織結構合理，系統活力較強，外界壓力較小，無生態異常，生態系統的生態功能較完善，系統尚穩定，處于可持續狀態。
1.2.3 生態系統亞健康為三級區
生態組織結構完整，具有一定的生態系統活力，外界壓力較大，接近生態閾值，系統尚穩定，但敏感地帶多，已有少量的生態異常出現，可發揮基本的生態功能，生態系統尚可維持。
1.2.4 生態系統不健康為四級區
生態組織結構出現缺陷，系統活力較低，外界壓力大，生態異常較多，生態功能已經不能滿足維持生態需要，生態系統已經退化。
1.2.5 生態系統患病為五級區
生態組織結構極不完整合理，自然植被被斑塊破碎化嚴重，活力極低，出現大面積的生態異常區，生態系統已經惡化。
2生態恢復及其類型與相應的生態工程
2.1 生態恢復的含義
國際恢復生態學會提出以下三個定義：①生態恢復是修復被人類損壞的原生生態系統的多樣性的動態過程；②生態恢復是維持生態系統健康及更新的過程；③生態恢復是幫助生態整合的恢復和管理過程的科學，生態系統整合性包括生物多樣性、生態過程的結構、區域及歷史情況、可持續的社會實踐等廣泛的范圍。
2.2 生態恢復的類型與相應的生態工程
2.2.1 生態預防和自然保護區
生態良好區域及重要生態功能區采取生態預防，要充分保護和利用生態系統的抵抗力，建立自己自然保護區是最有效的保護形式。
2.2.2 自然恢復與封育
自然生態系統的進化具有可持續性，就是因為其具有一定的依靠自身力量實現生態自我恢復的能力。天然的生態系統已受到人為干擾影響，但其受害只要是不超負荷的，壓力和干擾被解除后，就可以逐步恢復其結構和功能。對此區域，要重視自然封育，充分利用生態系統的天然恢復能力。因此，“自然恢復”就是依靠自然演替來恢復已退化的生態系統。
2.2.3 生態修復與補播、放流
如果生態系統的受害是超負荷的，在解除干擾或減輕干擾的情況下，只依靠自然過程并不能使系統恢復到初始狀態，這就必須采取人為的措施幫助恢復其組織機構和功能。自然生態系統生態修復的主要措施是施以人工更新或人工促進更新，如草場的補播改良；在更新能力缺乏的林地應用飛播補植一些樹種；在沿海及江湖實施人工放流生物幼苗等。
2.2.4 生態重建與人工生態工程
生態恢復最本質的目的就是恢復生態系統的必要功能并達到系統自己能夠維持的狀態。當自然生態系統的組織機構和功能受到嚴重干擾和破壞，依靠自然演替恢復或生態修復都不可能使生態系統恢復到原始狀態時，對這樣的區域就必須進行人工生態設計，實行生態重建。如對嚴重退化的草場，可以引進適合當地氣候的草種，通過建設人工草場增加地面的植被覆蓋，在此基礎上在進行更進一步的改良；在宜林荒山、荒坡、荒灘、則可營造人工林，增加森林覆蓋率，改善生態環境；
3生態系統健康與生態恢復及工程的相應關系
3.1 生態系統健康采取生態預防、建立自然保護區等措施
自然生態系統處于健康狀態，應當充分利用和保護其抵抗力，采取生態預防的對策，如建立自然保護區、森林公園、濕地公園或重要生態功能保護區等。
3.2生態系統較健康采取自然恢復、實施封育措施
自然生態系統處于較健康的狀態，應當充分發揮、利用和保護其恢復力，采取自然恢復的對策，實施封育措施；森林生態系統處于較健康狀態，應當采取封山育林的措施；草原生態系統處于較健康狀態，應當采取草原封育的措施；荒漠生態系統處于較健康狀態，也應當采取封育的措施；海洋和海岸生態系統及陸地水生生態系統處于較健康狀態，則應采取禁漁或季節性禁漁的措施；濕地生態系統處于較健康狀態時也應采取相應的封育措施。
3.3生態系統亞健康狀態采取生態修復，實施補播、放流等措施
自然生態系統處于亞健康狀態，應當采取生態修復，實施補播、放流等措施。森林生態系統處于亞健康狀態，應采取飛播造林措施；草原生態系統處于亞健康狀態，應采取補播、飛播牧草等措施；海洋生態系統和陸地水生生態系統處于亞健康狀態，則采取放流的措施。近年來我國在沿海和一些河流、湖泊都采取了放流措施。
3.4生態系統不健康或患病，采取生態重建方式
自然生態系統處于不健康狀態或患病狀態，其恢復力已很弱或沒有，因此必須依靠人為的作用使生態系統重建，就是說要采取生態重建的對策，采取建設人工林、人工草場、人工濕地、人工綠洲等工程措施。
4結論
4.1 各種生態系統的健康與生態恢復及工程的關系不盡相同
各種生態系統的健康與生態恢復及工程的關系大同小異，又不盡相同。如荒漠生態系統處于不健康或患病狀態，不同于森林、草原生態系統采取生態重建對策和建設人工林、人工草原的措施，而是采取自然恢復與封育的措施即可；海洋生態系統和陸地水生生態系統處于不健康或患病的情況下也很難采取生態重建及建設人工生態系統的對策，而往往采取自然恢復和生態修復的對策及休漁與放流的措施。
4.2生態監測與調查是基礎，生態系統健康評價是關鍵
只有通過生態監測與調查才能獲得大量必要的信息與資料，并對此進一步分析與評價，但自然生態系統類型很多，若采取不同的評價體系和方法，勢必難以取得可比性，難以決定相應的對策與措施。生態系統健康的理論和方法，為將不同生態系統的狀況統一標準進行評價提供了可能。
4.3根據“診斷”，采取相應生態恢復對策及工程措施
根據對生態系統健康狀態的“診斷”，對癥施醫，采取相應的生態恢復對策及工程措施，是生態保護的總體思路。
參考文獻：
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1 概念和內涵
1.1 海洋生態補償
海洋具有整體性、流動性等特點，這些特點決定了海洋生態環境破壞或者海洋生態建設都具有很強的外部性。即：一片海域的環境資源破壞會損害周邊海域環境和經濟利益，生態破壞的后果需要由周邊海域分擔；另一方面，一片海域的生態環境的保護和建設可以增加周邊海域的環境和經濟利益，生態環境建設者無法獨自享有生態保護和建設的成果。在海洋環境資源利用和保護方面，類似的外部性普遍存在，并導致環境和經濟利益關系的扭曲，增加了海洋生態保護的困難，損害了利益相關者之間的和諧。海洋管理同樣需要建立海洋生態補償機制來調整相關利益關系。從政策角度，可以把海洋生態補償定義為：“以促進海洋環境保護和資源開發協調發展，實現海洋可持續開發利用為目的，運用政府和市場手段激勵海洋環境資源保護行為，調節海洋環境資源利益相關者之間利益關系的公共制度”。
1.2 生態系統方法
生態系統方法是一種以科學為基礎保護和管理自然資源的全面方式，是一個按照生態學原理和可持續發展的原則，對生態系統管理進行思考和制定行動計劃的框架。在研究或實踐中，生態系統方法被賦予多種不同的定義。《生物多樣性公約》認為，生態系統方法是土地、水和生物資源綜合管理的戰略，是促進它們的保護和可持續利用的一種公平的、科學的方法，這種方法能重視生物組織結構、有機體的基本過程、功能及其與環境的相互作用等多方面。在海洋管理領域，美國海洋和大氣管理局(NOAA)則認為，生態系統方法為海洋和海岸帶管理決策提供了一個綜合框架，與傳統的基于單個物種或者單一問題的分散管理不同，運用生態系統方法的海洋管理綜合考慮了相關的生態、環境、經濟、社會等多方面因素，特別是影響海洋資源利用的人類因素。
1992年里約熱內盧地球峰會上，生態系統方法被作為生物多樣性保護的基礎概念正式被提出，并在生物多樣性公約(CBD)和世界自然保護聯盟(IUCN)等組織的積極倡導和推動下，迅速成為研究和管理實踐的熱門。海洋為實施生態系統方法提供了比陸地更多的機會，生態系統方法在海洋管理中，特別是在海洋漁業管理中，得到了更多重視。美國、加拿大、澳大利亞和歐盟等國家均在各自的海洋政策中明確提出實施生態系統方法，運用生態系統方法已經成為海洋管理未來發展的大趨勢。
2 在生態系統方法框架下構建海洋生態補償運行機制
2.1 構建生態補償機制是實施生態系統方法的要求
2000年《生物多樣性公約》締約國大會上提出了實施生態系統方法的12條原則，其中的4條原則與生態補償直接相關：
(1)生態系統管理者必須認真考慮和分析管理行動對周邊生態系統的實際和潛在影響。這條原則強調應充分認識資源開發利用的外部性問題，即實施生態補償的緣由。
(2)應在經濟背景下理解并管理生態系統，包括a、減少不利于生物多樣性保護的市場扭曲現象；b、運用獎勵措施，促進生物多樣性保護和可持續利用；c、盡量使生態系統的成本和生態效益內部化。這條原則明確表達了采取必要手段糾正因外部性導致的利益關系扭曲，促進資源可持續利用的生態補償思想。
(3)管理決策應該考慮所有利益相關者的選擇，特別是當地的居民和社區的權利應該被公平和公正的考慮。此原則涉及了補償主體和補償對象范圍界定問題，無論補償主體還是補償對象都是利益相關者。
(4)在適當的空間范圍上實施生態系統方法，其地域范圍應反映生態特征而不是行政范圍，通常包括從流域到海域的廣闊地域。這條原則為界定補償主體和補償對象的空間范圍提供了參考。
從這4條原則可以明確的看出，實施生態系統方法要求運用生態補償手段。
2.2 構建海洋生態補償機制需解決的基本問題
構建生態補償機制需要解決三個基本問題：一是界定生態補償主體和補償對象，二是選擇補償途徑，三是確定補償標準。構建海洋生態補償機制同樣需要解決三個基本問題。
2.2.1 補償主體和補償對象的界定
補償主體和補償對象的界定是生態補償機制的基礎，是要解答誰補償誰的問題。其基本思路是分析某一海洋開發或保護活動如何改變了生態系統服務功能，找出其利益相關者；補償主體和補償對象都是利益相關者，補償主體包括破壞生態系統服務功能的群體和分享因他人的貢獻而增加的生態系統服務功能的群體；補償對象則包括原本享有的生態系統服務功能受到損害的群體以及對恢復和提高生態系統服務功能價值有貢獻的群體。
生態系統服務功能的分類有很多種不同的體系。“我國近海海洋綜合調查與評價專項”課題“海洋生態系統服務功能及其價值評估”研究中把海洋生態系統服務功能分成了食品生產、原料生產、氧氣提供、基因資源提供、氣候調節、廢棄物處理、生物控制、干擾調節、休閑娛樂、文化用途、科研價值、初級生產、營養物質循環和物種多樣性維持等14類，并提出了計算各類功能的方法，可以據此分析海洋生態系統服務功能變化對利益相關者的影響，進而根據他們的利益增損關系界定補償主體和補
償對象。特別要強調的是，由于海洋資源本身具有的整體性和流動性特點，利益相關者的范圍可能很廣，從制定易操作的生態補償政策的角度出發，需要把利益相關者限定在實施生態系統方法的地域范圍之內。
2.2.2 補償途徑的選擇
補償途徑指的是實現生態補償的手段，通常包括財政轉移支付、政策傾斜、環境資源稅費、智力型投入、項目實施等。選擇補償途徑應結合海洋資源開發活動的具體形式、補償主體和補償對象的特點等，并確保補償效果具備持續性。上述補償途徑都曾在陸地生態補償實踐中得到應用，也完全可用于海洋生態補償。海洋生態補償中，應主要考慮選用財政轉移支付和環境資源稅費兩種途徑。
2.2.3 補償標準的制定
補償標準是實現生態補償的依據，制定補償標準是要找出能被補償主體和補償對象共同認可的補償額度，以達到改善或恢復生態服務功能，有效矯正生態環境保護相關的環境和經濟利益分配關系。各種補償方式都涉及到補償標準問題，其中，討論較多的是資金形式的補償標準。
理論上，補償標準應根據生態系統服務功能的市場價值來制定，但由于生態系統服務功能的量化方法本身不成熟，而且量化的結果通常是天文數字，所以，其研究結果無法直接用于相關政策制定和實踐。已有生態補償理論研究和實踐中，補償標準通常用機會成本法、恢復成本法等方法計算，海洋生態補償標準的制定也可以參考這些方法。現有海洋方面的收費政策、陸地生態補償實踐也為制定海洋生態補償提供了參考。
由于生態補償標準涉及到當地經濟發展水平、文化背景、人們的意識等多方面，采用理論方法計算的補償標準在實踐中往往難被接受。實際上，通過補償主體和補償對象雙方“討價還價”達成協議的補償標準要比根據理論價值估算確定的補償標準更加可行。
3 構建渤海生態補償機制的初步設想
渤海海域是目前我國污染最為嚴重的海區，面臨嚴峻的生態環境問題。最近幾十年，渤海受污染的海域總面積持續增加，特別是海水質量劣于三類水質的海域面積增長較快。渤海生態系統也退化嚴重，近幾年的監控結果顯示，渤海的生態監控區生態系統均處于亞健康或者不健康狀態。海洋環境惡化及其引發的環境災害嚴重危害了海洋產業的發展。實踐表明，傳統的海洋管理模式不能勝任渤海管理，無法有效解決渤海所面臨的種種生態環境問題，因此，實施生態系統方法管理渤海被提上議事日程。基于生態系統的渤海管理是一個對渤海及其沿岸區域，并涉及入渤海河流流域的綜合管理，影響渤海生態環境的人類活動是其管理核心。如前所述，實施生態系統方法的海洋管理中生態補償不可或缺。針對影響渤海生態環境的主要人類活動及造成的主要問題，提出生態補償運行機制建設的初步設想。
3.1 陸源污染物
大量的陸源污染物排放入渤海并累積是導致渤海水質惡化的最主要原因。渤海陸源污染物主要來源分三類，一是對海直接排污口，每年通過各類排污口直接排入渤海的污水高達40億t左右，占入渤海陸源污染物的20％～30％；二是入渤海河流，以河流為載體的陸源污染物是渤海主要的污染物來源，其比例占50％以上；三是村鎮和農地地表徑流，這類污染物主要是氮和磷，占入渤海氮和磷總量的4％～10％。
為減少陸源污染物人海，除了運用傳統的嚴格執法監察、污染物排放總量控制等手段之外，還應運用生態補償，用經濟激勵機制，鼓勵減少污染物排放行為。針對向海洋排放污染物，我國建立了“排污收費制度”，《中華人民共和國海洋環境保護法》第十一條規定：“直接向海洋排放污染物的單位和個人，必須按照國家規定繳納排污費”；《中華人民共和國水污染防治法》第十五條規定：“企業事業單位向水體排放污染物的，按照國家規定繳納排污費；超過國家或者地方規定的污染物排放標準的，按照國家規定繳納超標準排污費”。從實施情況看，由于排污費價格偏低，該制度的激勵力度不足，對限制和減少污染物排放的作用有限。建議對現有“排污收費制度”進行改革，提高收費標準，突出生態補償的內涵，建立以排污單位為補償主體，地方政府作為人充當補償對象的生態補償機制。
3.2 海洋生態用水
海洋生態用水是為滿足海洋特別是河口生態系統正常的生態過程和生態功能所需要的入海淡水。近幾十年來，由于入渤海生態用水減少，渤海鹽度的空間結構發生了根本性的變化，導致渤海自然系統發生較大變化，對魚類、蝦類的洄游產卵、育幼等產生嚴重的負面影響。入海生態用水減少已成為導致渤海生態系統健康狀態惡化的重要原因之一。
入渤海河流流域地處干旱、半干旱地區，水資源本身短缺，要求流域減少取水量以增加入海生態水量，勢必要對流域原有的生產生活造成一定的負面影響，在枯水期，這種影響尤其明顯。渤海對入海生態水量的需求與流域生產生活用水(主要是農業用水)需求之間就形成了一對矛盾，必須在流域發展農業和其它產業和放流人海之間做出戰略選擇。在決策用作增加生態流量之后，就需要研究生態補償制度，特別對流域在枯水期增加生態流量應給予補償。應在海陸統籌的方針指導下，研究增加人海生態水量的生態補償標準和實施規劃，建立流域和海域、內地和沿海之間的用水生態補償機制。
3.3 濕地圍墾和圍海造地
以海水養殖為目的的濕地圍墾和以城市建設為目的的圍海造地導致海岸帶濕地大面積喪失。據不完全統計，截至到2003年，渤海累計圍海面積高達3000平方千米，修建海堤近2 600 km。濱海城市建設和工業園區建設推動圍海造地的速度進一步加快，僅曹妃甸圍海造地一期工程圍填海面積就達11.95平方千米，天津濱海新區建設預計圍填海面積超過200平方千米。圍墾和圍海造地對發展沿海地區經濟有一定貢獻，但也不可避免的造成了海洋污染、物種生境喪失和海洋生物多樣性的降低，存在一定危害。
為控制濕地圍墾，山東省在2007年出臺了“退漁還濕”的生態補償政策，該政策對于減少濕地圍墾，保護和修復海岸濕地有積極意義，值得在環渤海地區推廣。此外，建立自然保護區也是保護濕地的有效手段。保護區一旦建立，依照相關條例，區內原有的捕撈、養殖等經營性用海活動將受到限制，當地居民的利益將不同程度受到影響。從保護區管理現狀看，由于缺乏新的就業渠道，當地居民違規在保護區內開展養殖和捕撈活動的現象并不鮮見。為緩解這對矛盾，應該建立生態補償制度，對放棄保護區內海域經營活動的居民給予補償，其補償途徑以政府幫助就業轉移為首選。
圍海造地是完全改變海域自然屬性的用海方式，國家對一般的填海型項目收取海域使用金。從實踐情況看，收取海域使用金標準往往很低，與所填海域本身的生態系統服務功能價值相差甚遠，不利于控制圍填海。海域使用金是國家作為所有人出租海域使用權，向承租人收取的租金，不屬于生態補償金。應專門針對圍海造地建立生態補償機制，這一生態補償機制中，用海單位是補償主體，地方政府充當補償對象，補償途徑以資金補償為主，補償標準可參照圍海造地區域同期用于商業開發的土地價格。
選擇浙江省南部山區泰順縣作為研究區域，對全縣各類生態系統服務價值進行了定量評估，并在此基礎上進行了生態系統服務重要性及其區域分異規律的綜合評價。結果表明：2012年全縣生態系統服務總價值為334.1×108元，是當年該縣GDP的6.40倍，其中以水源涵養、氣候調節、土壤保持服務價值為主，三者分別占總價值的62.35%、21.8%、7.16%，生態系統有著巨大的間接服務價值。生態系統服務重要性分析結果顯示，極重要、很重要、重要區、一般重要區域分別占全縣總面積的31.43%、34.57%、20.35%、13.64%，評估結果可為生態系統的科學管理、生態保護關鍵區的確定以及生態保護和建設政策的制訂提供理論依據。
關鍵詞：
生態系統服務；價值；InVEST模型；浙南山區；泰順縣
生態系統服務是指生態系統提供給人類直接或間接的利益，主要包括向社會經濟系統輸入有用物質和能量、接受和轉化來自社會經濟系統的廢棄物，以及直接向人類社會成員提供服務[1]。生態系統服務價值評估與自然資產核算是目前生態經濟學和環境經濟學的研究熱點和焦點。為了對這些價值進行客觀、科學的評估，國內外基于各種時空尺度的生態系統服務價值評估進行了大量的案例研究和理論探索[2～4]。初步建立了生態系統服務價值評估理論框架，探索了不同生態系統、不同服務類型的評估方法[5～8]。生態系統服務與權衡綜合評價（integratedvaluationofecosystemservicesandtradeoffs，InVEST）模型是生態系統服務價值評估常用的工具，該模型運行較簡單，并且已取得了良好的模擬效果[9～10]。生態系統服務重要性評價是針對區域典型生態系統，分析生態系統服務的區域分異規律，并明確生態系統服務的重要區域，目前對生態服務功能重要性評價的方法基本是按照環境保護部《生態功能區劃暫行規程》，即對生物多樣性保護、水源涵養、土壤保持、沙漠化控制、營養物質保持、海岸帶防護功能6個方面進行評價，該評估在省級、流域、全國甚至全球尺度上可行，但在小尺度上就略顯簡單。
浙江省南部山區屬于全國重要生態功能區劃中的浙閩贛交界山地生物多樣性保護重要區，是我國生物多樣性重點保護區域，同時也是重要的水源涵養區。如何加強該區域生態系統的科學管理，確定生態保護關鍵區以及針對不同區域制定相關生態保護和建設政策，均需進一步明確其生態系統服務價值極其空間分布。本研究選擇泰順縣作為研究區域，通過構建生態系統服務價值評估指標體系，確定評估方法，定量評估各類生態系統服務價值，并進一步分析生態系統服務重要性，以期為權衡生態保護與發展之間的關系、建立合理的生態補償機制提供重要基礎數據，亦有助于將價值評估結果納入自然資源可持續利用、生態環境保護和政績考核體系。
1研究區概況
泰順縣土地總面積1762km2，屬亞熱帶海洋季風型氣候，年均氣溫16.1℃，年均降水量2008.8mm，年平均蒸發量1148.6mm。境內溝谷縱橫，有大小溪流數百條，分屬飛云江、交溪、沙埕港、鰲江四大水系。森林資源豐富，全縣森林覆蓋率為75.6%，有常綠闊葉林、落葉闊葉林、針闊混交林、竹林、山地灌叢等5個群落類型。除烏巖嶺自然保護區內保護較完整的13.4km2原始森林外，其余基本都是次生林。土壤類型以紅壤、黃壤、紫色土和水稻土為主。全縣中度以上土壤侵蝕所占比例為25.09%，平均土壤侵蝕模數為1729.96t/(km2•a)，屬輕度水利侵蝕，水蝕的主要形式是坡面侵蝕和細溝、小切溝侵蝕，并伴有重力侵蝕和泥石流。
2研究方法
2.1數據來源數據主要包括：①土地利用數據，以遙感影像作為基本信息源，結合2012年1:50000土地利用現狀圖、30m×30m分辨率的數字高程模型（DEM）以及野外實測的地物光譜數據和社會經濟統計數據等資料，通過計算機解譯和人工解譯相結合的方法獲得；②氣候數據，來源于中國氣象局數據共享中心，包括2012年日平均溫度、相對濕度、降水量和日照時數等，降水量的空間分布格局通過ANUSPLIN插值軟件[11]將研究區及周邊共12個氣象站點的降水量觀測值進行插值獲得；潛在蒸散（ET0）采用聯合國糧農組織（FAO）于1998年對Penman-Monteith模型的修訂版本[12]計算獲得；③土壤數據，通過對1:1000000土壤空間屬性數據柵格化獲得；④植物養分數據，來自遙感估測以及已有研究成果；⑤NPP（凈初級生產力），采用周廣勝等[13]的自然植被NPP模型得到；⑥產品供給及其他（如SO2、煙塵、工業粉塵排放量等）統計數據，主要來自《泰順縣統計年鑒2013》和泰順縣環境保護局，該研究以2012年為核算年。
2.2評價指標體系在千年生態系統評估和Haines-Youn等[14～15]生態系統服務分類基礎上構建泰順縣生態系統服務價值評價指標體系，主要由產品供給服務、調節服務和文化服務價值3大類17項指標構成（產品供給包括6項，表1包括11項），并采用市場價值法、替代成本法、費用支出法等[16]進行生態系統服務價值的評估。
2.3評價方法
2.3.1產品供給生態系統產品供給價值指環境資源直接滿足人們生產和消費所需的價值。
2.3.2固碳釋氧植物每生產1t干物質可以吸收1.63tCO2（CO2分子量中C元素的含量為27.27%），同時釋放1.19tO2。生態系統的凈化環境功能包括大氣環境凈化和水環境凈化。大氣環境凈化主要考慮生態系統對SO2的吸收和滯塵功能的價值；水環境凈化主要考慮生態系統對COD和氨氮凈化功能的價值。用污染排放量分別乘以單位排放量的處理費用，即為生態系統環境凈化功能的價值。SO2治理費用和除塵價格根據《森林生態系統服務功能評估規范》確定，生態系統年凈化水質價值采用網格法得出的全國城市居民用水平均價格計算，水的凈化費用為2.09元/t。
3結果與分析
3.1生態系統直接服務價值生態系統直接服務價值主要是指其產品供給服務所產生的價值。主要包括農業產品、林業產品、畜牧業產品、漁業產品、水資源利用和水電6項。農業產品主要指糧食、油料、藥材、茶葉、水果和蔬菜；林業產品主要指油茶籽、筍干、板栗、木材和毛竹；畜牧業產品主要指豬肉、牛肉、羊肉、兔肉、禽肉、禽蛋、蜂蜜和牛奶；漁業產品主要指水產品；水資源利用主要指農業灌溉用水、林牧漁畜用水、工業用水、城鎮公共用水、居民生活用水和生態與環境用水；水電是指泰順縣全年135個水電站的總發電量。依據《泰順縣統計年鑒2013》統計得到全縣生態系統產品供給總價值為8.11×108元，其中農業產品產量為16.63×104t，總價值為5.67×108元；油茶籽、筍干、板栗產量共計0.36×104t，木材1.90×104m3，毛竹109.37×104根，林業產品總價值為0.43×108元；畜牧業產品產量為0.83×104t，總價值為1.52×108元；漁業產品產量為298t，總價值為429×104元；水資源利用總量為6615×104m3，總價值為3839.88×104元；水電發電量為6.89×108kWh，總價值為0.05×108元。
3.2生態系統間接服務價值及總價值固碳釋氧服務價值：由自然植被NPP模型計算得到2012年泰順縣單位面積NPP為710.13g/(m2•a)（以C計），故全縣NPP總量為125.12×104t/a，計算得到，2012年生態系統固碳價值為4.19×108元，釋氧價值為4.92×108元，固碳釋氧總價值為9.11×108元。營養物質保持服務價值：在營養物質保持量的計算中，以各氣候帶營養元素N、P、K在植物體中的質量分數為依據[20]，結合當地森林資源清查數據來計算泰順縣生態系統的N、P、K含量，分別為0.485%、0.054%、0.27%，計算得到，2012年泰順縣生態系統固氮量為6068.53t，固磷量為675.67t，固鉀量為3378.36t，總營養物質保持功能的價值為1.3×108元。水源涵養服務價值：2012年泰順縣年均降水量為2162.75mm，年均潛在蒸散量為690.56mm，生態系統水源涵養量為27.16×108m3，水源涵養功能的經濟價值為208.32×108。土壤保持服務價值：由1:1000000中國土壤數據庫獲取泰順縣不同土壤類型的N、P、K含量。計算得到，泰順縣土壤保持總量為6908.63×104t，保肥總量為88.4×104t，總經濟價值為22.98×108元；因土壤保持功能減輕泥沙淤積量為0.12×108m3，經濟價值0.94×108元，泰順縣土壤保持功能總價值為23.92×108元。氣候調節服務價值：2012年泰順縣森林、草地和城市綠地等植被覆蓋面積為1684.21km2，每公頃綠地夏季在周圍環境中可吸收81.1×103kJ的熱量，全縣植被因蒸騰作用吸收的熱量為136.59×108kJ，合379.42×104度電。全縣水面年蒸發量為0.22×108m3，在氣溫25℃環境下，1m3水汽化為相同溫度的水蒸氣需消耗2.43×106kJ的熱量，全縣水面蒸發消耗的總熱量為54.6×1012kJ，折合15.17×109度電。植物蒸騰和水面蒸發產生的經濟價值為72.82×108元。環境凈化服務價值：2012年泰順縣SO2排放總量為163.73t，煙塵和工業粉塵排放總量為174.69t，生態系統凈化空氣總經濟價值為22.27×104元。全縣廢水排放總量為52.39×104t，全部直接排入自然界中，其中，COD排放量195.27t，氨氮排放量為1.36t。生態系統凈化水質的價值為109.5×104元。文化旅游服務價值：泰順旅游區面積占全縣面積25%，擁有烏巖嶺國家級自然保護區、飛云湖國家級風景名勝區、承天氡泉省級自然保護區、氡泉-九峰省級風景名勝區、三魁天關山省級森林公園、南浦溪市級風景名勝區等旅游區。全縣2012年接待國內外游客206×104人次，實現旅游收入10.51×108元，其中接待國內游客205.8×104人次，國內旅游收入10.48×108元；接待入境游客1605人次，國際旅游外匯收入281.21×104元。由表1可見，泰順縣生態系統間接服務價值為325.99×108元，其中，調節服務價值為315.48×108元，文化服務價值為10.51×108元。結合3.1節可知，泰順縣生態系統服務總價值為334.1×108元，具體地，水源涵養價值為208.32×108元，占總價值的62.35%；氣候調節價值為72.82×108元，占21.8%；土壤保持價值為23.92×108元，占7.16%。
3.3生態系統服務重要性綜合評價根據泰順縣生態系統的結構與功能特點，選擇固碳釋氧、營養物質保持、水源涵養和土壤保持等服務指標進行生態系統服務重要性綜合評價，建立生態系統服務重要性評價指標體系（見表2），采用綜合指數法[21～22]對各評價指標分級賦值后進行等權重疊加，并將評價結果分為4級，即極重要、很重要、重要和一般重要。由圖1可見，泰順縣生態系統服務重要性表現出明顯的空間差異。西北部的黃橋、烏巖嶺、楊寮一帶生態系統服務重要性最高，該區域為全縣的多雨中心，加之烏巖嶺自然保護區及其周邊原始森林保護較為完整，森林植被覆蓋度高，動植物種類十分豐富，是水源涵養和生物多樣性保護極重要區，占全縣總面積的31.43%；中北部的百丈鎮、莜村鎮以及南部仕陽鎮一帶生態系統服務重要性較高，該區域降水較為豐富，蒸散量低，植被覆蓋度高，是水源涵養重要區，占全縣總面積34.57%；其他區域生態系統服務重要性處于中等，這些區域城鎮化水平較低，農村及農用地沿山間盆地及溪谷廣泛分布，占全縣總面積的20.35%；羅陽鎮、泗溪鎮、三魁鎮、雅陽鎮一帶生態系統服務重要性最低，該區域地處山間盆地，屬全縣人口集中分布區，土地利用類型以耕地和建設用地為主，占全縣總面積的13.64%。
4討論
生態系統服務的評價方法主要有兩類，一類是物質量評價法，另一類是價值量評價法[23]。本研究分別從物質量和價值量兩方面對泰順縣生態系統服務進行評估，物質量評價法主要從物質量的角度對生態系統提供的各項服務進行定量評估，其特點是能夠比較客觀地反映生態系統的生態過程；價值量評價法是以貨幣價值量的角度對生態系統提供的服務進行定量評估，其結果易于納入經濟核算體系，可以從另一側面展示生態系統服務價值，以引起人們高度重視，進而保證持續地利用生態系統服務。本文采用InVEST模型對泰順縣生態系統服務進行定量評估，在此基礎上開展的生態系統服務重要性評價能夠較為精細地反映生態系統服務的空間差異及其對人類社會的重要性。該研究結果顯示，泰順縣生態系統服務以水源涵養、氣候調節、土壤保持為主，有著巨大的間接服務價值。生態系統服務極重要區面積為553.84km2，占全市總面積的31.43%，遠大于目前縣域的林地保護面積。隨著泰順縣經濟的快速發展，使用林地面積逐步增加，林地保護與利用的矛盾日趨突出，加之水土流失日趨嚴重，應該大力恢復和發展生態公益林，既能保持水源涵養功能，又有利于保護生物多樣性，并積極有效地應對氣候變化。
泰順縣2012年全縣生態系統服務總價值為334.1×108元，是當年該縣GDP的6.40倍，該比值高于國內外大多數生態系統服務價值評估結果。如Costanza等[24]對全球生物圈生態系統服務價值估算結果顯示，1994年全球生態系統服務價值約合當年世界GDP的1.82倍；Boumans等[25]利用全球生物圈復合模型（GUMBO）得出，2000年全球生態系統服務的價值約為當年世界GDP的4.5倍；陳仲新等[26]把我國植被類型合并為若干個陸地生態系統類型，并參考Costanza等包含16個生態系統類型的分類系統與17大類生態系統效益的分類方法及經濟參數對1994年我國生態系統功能與效益進行了價值估算，結果表明，我國生態系統經濟效益為當年GDP的1.73倍；吳珊珊等[27]通過構建海洋生態系統服務分類體系，計算得出2004年渤海海域生態系統服務價值相當于環渤海地區GDP的1.73倍；歐陽志云等[11]提出了生態系統生產總值（GEP）的概念及核算方法，并估算出貴州省2010年生態系統生產總值為當年全省GDP的4.30倍，比較發現，泰順縣生態系統在評價指標不是特別多的情況下，依然有著巨大的服務價值。
這種差異可能是由于評估時間、評估指標選取、評估方法及參數的不同造成的。一方面，利用遙感技術測算生態系統服務價值克服了傳統生態統計方法以點代面的缺點，ANUSPLIN插值軟件、Penman-Monteith模型、自然植被NPP模型等技術手段使得各項評估結果更能反映區域實際情況；但另一方面，遙感數據處理、模型運算精度、統計數據獲取等都會不可避免地導致最終生態系統服務價值評估結果產生一定偏差。
關鍵詞 非線性；生態服務功能；生態服務價值；消浪護岸功能：互花米草
中圖分類號 F062.2 文獻標識碼 A 文章編號1002-2104(2009)03-0125-04
海岸帶地區生態系統為人類活動提供了多種服務功能，是人類生存和經濟發展的重要場所。然而在過去的二三十年時間，海岸帶生態系統呈現不斷惡化和退化的趨勢，并進一步影響到社會經濟的可持續發展。對此，迫切需要了解和認識海洋生態系統對當今和未來社會的經濟貢獻，才能在政策制定和海洋管理過程中，達到資源的合理分配和利用。為此，選取互花米草(spartina alterni-flora)鹽沼生態系統為研究對象，通過建立互花米草鹽沼生態系統服務功能與其經濟價值之間的非線性關系模型，對杭州灣南岸區域互花米草資源價值量進行定量研究，從而確定互花米草鹽沼生態資源的開發與保護面積。
1 非線性關系模型的建立
采用Barbier的非線性關系理論，建立互花米草鹽沼生態系統的分布面積與其生態服務功能價值的非線性關系模型。其非線性關系模型建立方法如下：
首先，在綜合大量有關互花米草消浪護岸功能實驗研究結果的基礎上，通過對互花米草消浪效果與其種植寬度關系分析，結果表明互花米草的消浪效果在垂直海岸線方向上隨著種植寬度距離的減小，且呈現二次或指數的線性回歸遞減趨勢。從線性回歸分析的結果中，選取回歸效果最佳的一組數據附圖1(也就是R2值最高的)作為建立模型的原始數據，并根據公式(1)，得到波浪消浪比例的變化：
k=1-h1/h (1)
公式(1)中K為波浪通過互花米草后波浪的消浪比例；h1和h2分別為沿波浪傳播方向互花米草的終了和起始斷面處的波高。經過轉換，得到波浪衰減率K與互花米草種植寬度B的關系曲線，見圖1(0≤K≤1)。
其次，在上述互花米草種植寬度與其波浪消浪比例的非線性關系的基礎上，建立互花米草消浪護岸功能價值與其分布面積之間的非線性關系。假設互花米草分布的寬度是一定的，均勻的沿海岸線100 km分布，通過圖1中波浪消浪的比例變化趨勢反映互花米草消浪護岸功能價值的比例變化趨勢，其轉化公式為：
vi=vi-1++[A×S×(Ki-Ki-1-) (2)
公式(2)中，vi是消浪護岸服務功能的價值；A是單位面積消浪護岸服務功能的價值；s是互花米草研究區域的面積；Ki是波浪消浪比例。通過公式(2)得互花米草分布面積與其消浪護岸功能價值間的非線性變化關系。
最后，根據互花米草鹽沼生態系統消浪護岸功能價值與其分布面積的關系，計算互花米草鹽沼生態系統區域內的資源總價值，從而，構建互花米草鹽沼生態系統分布面積與其生態服務功能價值之間的非線性關系模型。
2 非線性關系理論的應用――以杭州灣南岸互花米草鹽沼生態系統為例
互花米草是我國沿海潮灘分布面積最廣的鹽沼植被，在減緩和防止海灘生態系統退化、恢復和重建受損海灘生態系統中作用重要。但對于海產養殖業，互花米草的擴展則對經濟價值的增長具有負面影響(例如：減少可用于養殖的海灘面積)，從而也成為當前生產部門和學術界的爭論焦點。互花米草及其生態系統到底是影響海產養殖業的負面作用大，還是生態系統服務作用大，至今沒有得到共識。其主要原因就在于對互花米草對灘涂養殖業的影響無法進行定量研究。因此本文選擇杭州灣南岸互花米草鹽沼生態系統為案例進行定量研究。杭州灣為錢塘江口延伸的河口灣，為一喇叭口形狀的河口海灣，地處亞熱帶海洋性季風區，地理位置為29°58'27''～30°51'30''N，120°54'30"～121°50'48"E。杭州灣南岸濱海平原位于滬、杭、甬經濟金三角的中心地帶，是中國沿海經濟最發達的地區之一，生態特征以互花米草群落、海三棱蕉草群落和蘆葦群落為優勢種，面積分別為5258 hm2，656 hm2，330 hm2。它不僅是世界珍稀瀕危物種黑嘴鷗的主要遷徙停息地，也是中國南北濱海濕地的分界線，因此，杭州灣南岸濕地資源具有明顯的稀缺特征，具有極高的研究和保護價值。隨著工農業生產的高速發展以及城鎮化建設步伐的加快，圍墾灘涂擴大土地面積的需求日益迫切，大量灘涂被開墾成農田或水產養殖場。根據浙江省圍墾局規劃2006―2025年全省將圍墾灘涂3.39×104hm2，圍墾前后生態環境服務功能效益顯著下降，而濕地作為生物棲息地的生態效益則由61％降至3％，生物多樣性將受到嚴重破壞。
杭州灣南岸互花米草鹽沼生態系統不僅提供互花米草和底棲動物等直接物質產品(直接經濟價值)，而且還具有消浪護岸、促淤造陸、固定CO2、釋放O2、庇護所及基因資源、營養物質貯存和循環、凈化環境、減輕海洋污染等服務功能(間接經濟價值)。根據2005年的數據，杭州灣南岸互花米草鹽沼面積為38 km2，為了便于本案例的研究，假設杭州灣南岸互花米草鹽沼生態系統沿海岸線100 km分布，其垂直海岸線向海一面的種植寬度為350 m，則總面積為35 km2。按李加林等提及的杭州灣南岸互花米草鹽沼生態系統直接經濟價值600萬元計算，可以得出互花米草鹽沼生態系統直接提供的物質產品單位面積價值為15.633萬元。從圖1中可以看出，當波浪經過200 m互花米草種植寬度時，可消去約80.0％的波高，種植寬度為300 m時，可消去超過90.0％以上的波高，可以使原設計標準20年一遇的海堤安全高度降低2 m以上，護花米草消浪效果明顯，具有顯著的消浪護岸功能。因此選擇生態系統管理方法中的替代成本法(Replacement cost，RC)對互
花米草鹽沼生態系統消浪護岸功能價值進行評估，即通過計算可用于降低海堤設計標準所節省的費用或海堤遭受破壞后所需的海堤修理費用來代替其消浪護岸功能的價值。運用降低海底設計標準節省的費用計算其消浪護岸價值為2250萬元，根據其消浪護岸功能價值與其面積問的線性關系計算得互花米草消浪護岸功能單位面積價值為58.624萬元。南美對蝦養殖業在蕭山地區的每667 m2養殖收益在3000～6000元不等，本文取3000元／667 m2計算，其單位面積價值為450萬元。
根據公式(1)和(2)及單位面積互花米草消浪護岸功能的價值，建立互花米草鹽沼生態系統面積與其消浪護岸功能價值之間的非線性關系，得表1。
本文將互花米草鹽沼生態系統的服務價值主要分成三部分進行分析：第一部分為直接物質產品價值(主要由植株和底棲動物兩部分組成)；第二部分為消浪護岸價值(由于消浪護岸功能價值在護花米草生態系統總價值中占主導作用，因此關于消浪護岸價值以外的其他間接經濟價值在本文中不做研究)；第三部分為將互花米草鹽沼生態系統轉換成對蝦養殖場帶來的收益。分別對上述三部分生態系統服務功能價值進行計算，結果如圖2所示。結果表明當互花米草的面積為25.4 km2，對蝦養殖場的面積為9.6 k2時，該區域資源價值量的評估值最高，為2626.7萬元。
3 討論與展望
為了更好地反映“非線性”理論的優點，在已有數據的基礎上，采用原生態系統服務功能價值評估方法，建立互花米草鹽沼生態系統分布面積與其生態系統服務功能價值之間的關系模型(見圖3)，并對該兩種模型計算結果進行對比分析。
如圖3所示，若不考慮互花米草的消浪護岸功能價值隨其分布面積呈非線性關系，單純以追求經濟效益為目的時，將35km2互花米草生態系統全部改為對蝦養殖場，則該生態系統區域的總經濟價值為1575萬元，單純的以保護互花米草鹽沼生態系統為目的時，其資源總價值量為2598.9萬元。運用這種分析方法，使得我們在對護花米草鹽沼資源的開發與保護中只能用“是或否”的管理方法進行決策，或者對互花米草鹽沼生態系統的資源實施完全保護，或者將該區域的互花米草資源全部改為對蝦養殖場，而很難找到互贏互利的結合點。從結果上看，實施全面保護能夠實現該區域經濟效益的最大化，任何將互花米草生態系統改建為對蝦養殖場的做法都會導致該區域總經濟效益的下降，因此在原有生態系統管理方法的框架內，我們只能對該區域的互花米草資源進行全面保護。
但是，本文通過互花米草自身消浪護岸功能與其種植寬度間存在的非線性關系，建立互花米草生態系統消浪護岸功能價值與其分布面積的模型(見圖2)。當互花米草的面積為25.4 km2，對蝦養殖場的面積為9.6km2時，該區域資源價值量的評估值最高，為2626.7萬元，單位面積資源價值量為75萬元。雖然互花米草的消浪護岸功能價值在其生態系統服務功能總價值中起主導作用，但是從圖2和圖3的對比中可以看出，這種非線性的關系并沒有使互花米草消浪護岸功能的價值發生劇烈的波動，其結果是可靠的。實踐證明，對互花米草鹽沼生態系統的開發面積不超過其總面積的27％，即可實現該區域資源價值的最大化，因此，互花米草生態系統與其面積間非線性關系模型的建立可為我國互花米草資源開發與保護的量化管理決策提供科學依據。
關鍵詞 流域；生態系統管理；生態系統方法
中圖分類號 P968 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104(2007)05-0148-05
傳統的流域主要體現其水文學特征，是指被地表水或地下水分水線所包圍的范圍，也就是河流湖泊等水系的集水區域。隨著科學、社會、經濟和文化的發展，流域的概念又有了更為廣闊的內涵，除了具有基本構成要素外，還具有了一定的層次結構和整體功能，是一個不僅包括了水資源，同時還包括了天、地、氣、生等自然要素以及人文社會經濟要素在內的復合系統。與流域概念的不斷發展一樣，流域管理也在不斷發展。綜觀發達國家流域管理的發展歷程，都經歷了一個由片面注重單一資源的開發利用，到強調改進流域生態系統的整體功能，到強調廣泛合作基礎上的流域統一管理，再到現在的強調流域范圍內水、地、氣、生、人的綜合生態系統管理的過程。由此，樹立流域可持續發展觀，從流域環境與發展統一的角度考慮基于流域生態系統、流域經濟系統和流域社會系統的流域復合系統管理，實現流域的可持續發展，成為世界各國政府和研究人員長期關注的熱點和焦點問題。
1 流域生態系統管理的形成和發展
了解生態系統管理的形成與發展有利于深刻理解流域生態系統管理，因此，首先介紹生態系統管理。
1.1 生態系統管理的形成和發展
從20世紀40年代開始，隨著生態學學科理論體系的完善和系統化，以及人類對其與自然關系的新認識，在傳統的環境管理中逐步引入了生態學的相關理論和方法。20世紀70年代以來，在生態和景觀單元內實施環境管理的理念得到認可和發展。郭懷成教授環境規劃與管理研究小組認為在生態系統方法、物種保護、綜合資源管理以及區域規劃等的基礎上，生態系統管理（Ecosystem Management）在20世紀90年代后成為研究和管理實踐中新的熱點。關于生態系統管理的第一本著作是1988年由Agee. J. K 和D. R. Johnson寫的關于公園和野生地的生態系統管理，作者提出了實現生態系統管理的基本目標和過程的理論框架。之后，有很多學者對生態系統管理展開討論。1992年，美國林務局宣布將采用“生態系統的方法”來管理國家森林，這在美國是第一次，或許在全世界也是第一次官方采用生態系統的方法來管理自然資源［1］。1993年，美國克林頓總統為了實現地區森林生態系統的科學管理，設立了一個森林生態系統管理評價工作組（FEMAT），發表了題為“生態系統管理：一個生態的、經濟的和社會的評價”的報告，標志著生態系統管理的基本框架的形成［2］。2000年《生物多樣性公約》締約方大會第五次會議通過了第V/6號決定，提出了有關生態系統管理的5項導則和12項原則，為進一步實施生態系統管理提供了重要的指南。
雖然美國林務局（1992）、美國環保局（1995）、FEMAT（1993）、美國森林學會（1992）、Agee和Johnson（1988）、Keiter(1989)、Christensen等（1996）等嘗試從不同角度定義生態系統管理，但是，目前對生態系統管理還是沒有一個統一的界定，引用最多的或許還是來自Crumbine（1994）的闡述［3］。Crumbine（1994）通過對1993年6月以前發表在經同行評議的期刊上的關于生態系統管理的論文進行分析，總結其共性，確定了生態系統管理的10個基本內容，包括：用“系統”的觀點看待生物多樣性等級，尋求各等級之間的關聯性；管理者必須超越行政的或政治的邊界，在恰當尺度內界定生態邊界；注重生態系統的完整性以保持生物多樣性；增強生態學數據的研究和收集；管理者對行動的結果進行監測以對成敗進行定量評價；適應性管理以應對不確定性，增強管理的靈活性；加強合作，包括管理機構間、與私人間等，綜合考慮各種沖突；組織變化，包括結構和運行方式的簡單和復雜的變化；承認人類根植于自然；人類的價值對于實現生態系統管理目標的重要性等［4］。
生態系統管理概念的提出使人類由對自然的無序利用和被動適應，開始走向實施主動的生態恢復和科學管理［5］。郭懷成教授環境規劃與管理研究小組認為目前有關生態系統管理的研究在國內外均處于起步階段。
以上介紹中出現了“生態系統管理”與“生態系統方法” ，有研究認為生態系統方法和生態系統管理是兩個密不可分的概念，生態系統方法是一種框架和理念；而生態系統管理則是一個過程和實踐，并有相對更窄的目標和更實際的應用［3］。
1.2 流域生態系統管理的形成和發展
1933年，美國國會通過了開發田納西流域水資源的立法，成立了世界上最早的流域綜合管理機構――田納西流域管理局，取得了綜合開發治理的良好效果。二戰以后，很多國家都研究美國的經驗并結合本國國情，制定出了自己的水環境流域綜合管理方案。英國泰晤士河、歐洲的萊茵河和澳大利亞的墨累―達令流域是綜合開發、保護和治理流域的又一典型：把握了流域具有系統性的特征，把局部與整體統一起來，強調區域間的合作，制定流域綜合規劃、把流域內水、土地、植被等生物資源綜合考慮，充分吸收公眾參與并重視地方知識的應用，有效地避免了區域間為區域利益而犧牲流域利益的利益之爭、部門間為部門利益而犧牲流域利益的利益之爭、以及區域與部門間的利益之爭。20世紀80年代，美國提出了流域管理模式。90年代，隨著可持續管理理論的提出，流域管理進入了新的發展階段。Gardiner（1993）最先提出以流域可持續發展為目標的流域綜合管理。流域綜合管理的內涵包括：流域是資源開發管理與環境保護的最佳單元，運用綜合觀點對流域資源、生態、環境開發和保護進行管理，流域綜合管理是一個統籌兼顧的協調與協商和動態的連續的發展過程，流域綜合管理應用行政、市場和法制手段來進行優化管理，是“自上而下”、“自下而上”相結合的管理［1］。對比流域綜合管理內涵和生態系統管理包括的主要內容，流域綜合管理體現了重視生態系統的完整性、參與的廣泛性、應用適應性管理、方法和手段的多樣性、相關利益主體的合作與協調性等生態系統管理最為基本的內容，因此，我們認為流域綜合管理是一種流域管理的模式、框架和理念，流域生態系統管理則是基于流域綜合管理模式，應用生態系統方法，通過具體的行動、過程和實踐，促進和實現流域的可持續發展。在此基礎上，有研究就流域綜合管理和流域生態系統管理的理論、在實踐中的具體應用及分析工具等進行了探討［2～8］。隨著流域生態學的發展和流域管理實踐經驗的豐富，流域管理也更側重于生態系統的管理［9］。
2 流域生態系統管理的主要內容
綜合以上研究，總的來說，流域生態系統管理應該包括但不限于以下內容：①注重流域生態系統特征，包括從生態界限考慮生態系統的整體性、尺度更寬、各生態系統間和生態系統內各組分的相互關聯性、生態系統健康包括自然恢復力、生態系統具有服務功能、生物多樣性、在區域層次上存在著結構和組成上的差異等；②從流域環境與發展統一的角度考慮基于流域生態系統、流域經濟系統和流域社會系統的流域復合系統管理，實現流域的可持續發展；③適當調整機構和組織以適應流域生態系統管理的需要，加強機構合作、協調與溝通能力等能力建設；④由于流域生態系統的復雜性、不確定性和時滯性，并且管理必須認識到變化的必然性，因此要采用適應性管理的方法，從實踐中積累經驗，及時調整行動；⑤承認人類根植于自然，因此人類的價值對于實現流域管理目標非常重要，應該認識到人類文化的多元性和復雜性，重視地方居民生態系統知識的運用，有利于管理措施的執行，鼓勵各利益相關主體（stakeholders）共同參與、協商、討論和決定流域事務；⑥采用多學科方法，包括自然科學和社會科學的方法；⑦應用行政、市場、法制等多種手段進行管理；⑧加強信息能力建設，做好流域生態系統相關基礎數據等信息的收集、監測、統計和分析等，為流域生態系統管理提供依據；⑨注重制定流域中長期規劃，并做好規劃執行情況的跟蹤和評價工作。
3 中國實施流域生態系統管理面臨的機遇和挑戰
3.1 中國流域生態系統管理的現狀
中國從21世紀開始引入綜合生態系統管理理念，探索創立一種跨越部門、行業和區域的可持續的自然資源綜合管理框架［14］。在中國的生物多樣性保護中，正在逐步采用生態系統方法，如，作為全國生物多樣性保護行動的綱領性文件《中國生物多樣性保護行動計劃》的制定便是明證。又如，2000年中國的《全國生態環境保護綱要》也貫徹了生態系統方法的思想。雖然，到目前為止，中國沒有在法律、法規及相關的政策文件中正式地提出“流域生態系統管理”，但是我國目前已經開展了大量的以小流域綜合治理為目標的研究和實施工程［5］，特別是近年來，流域相關機構的管理者和流域管理的研究者正通過各類項目的實施和會議的召開等多種形式的國內、國際交流與合作，正在不斷引進和學習有關流域生態系統管理的理念和方法，這為中國實施流域生態系統管理提供了難得的機遇。
3.2 中國實施流域生態系統管理的主要障礙
3.2.1 探索中國流域綜合管理新機制和新體制，應成為相關政府部門和科學界共同努力的方向［5］
流域管理體制設置是中國實施流域生態系統管理的重中之重，急需建立以機構為主線的新型流域管理體制和區域與部門的合作機制，這是由于：機構固有的慣性,不可避免地會對生態系統管理產生約束［15，16］，必須加強機構的合作、協調與溝通能力等能力建設；目前中國流域管理存在的矛盾往往涉及流域管理機構、相關的行政主管機構、地方政府、地方各相關主管部門等機構之間。如，地方立法機構作為地方最高權力機構地位的尷尬，地方政府部門權力的越位，地方財政機構和發展改革機構權力地位的顯著。由于現實權力的配置改變了法定權力的配置，從而使得很多流域事務無法按照現行法律規定去執行，只能依照具體情況具體處理；由于綜合管理是一種非集中的分權決策，區域與流域的統一管理需要運用協同管理理論，即分權理論，將政府和地方資源使用者之間權利和義務進行分配［18］。研究表明，如何從更大范圍考慮生態安全問題，需要地方與中央政府的合作才能解決［19］。從萊茵河流域區域間合作的成功案例分析，只有各區域協商達成共識，治理才會更有成效。否則，法律規定的“流域管理與區域管理相統一”在現實中很難實現。
3.2.2 法制保障不足
主要體現在：①法律規定還不足以支持流域生態系統管理。我們已有的研究表明，總的來說，中國在流域立法領域初步形成了以《憲法》為指導、《環境保護法》、《水法》、《防洪法》、《水污染防治法》、《水土保持法》、《環境影響評價法》為主，其他相關法律為補充的較為系統的、旨在促進、實現和保障我國流域可持續發展的國家立法，其對流域生態系統管理的先進理念有所體現，但是還存在差距，必須通過適時和合理的修改才能夠支持我國流域的可持續發展。②法律的執行不總是好的。環境保護領域的“有法不依”在中國并不新鮮［20］，因此，即使有法律保障，倘若不執行，法律也就成了擺設，只是充個面子而已。③立法程序。在中國，特別是地方，立法的程序總是由某個政府職能部門首先根據自己的需要向政府法制部門提出立法建議，由政府法制部門經過調研論證認為可以納入立法計劃，再由提出立法建議的某部門具體拿出立法草案的初稿，經過討論，再提交人大的相關委員會調研、論證和審議，最終才可能形成立法。這雖然也是一個“自下而上”的過程，但是，這個“下”往往不具有利益的代表性，而是體現某個或某幾個部門的部門利益，當然，因此形成的法律因為有部門利益傾向得不到其他部門的認同，從而實施效果并不好。當然，為了避免因為部門利益產生的沖突，在法律的制定過程中，也往往由人大或政府法制部門斡旋，但是造成的結果可能是法律規定不明確造成執行中的困難，或者為了多個部門能夠分享利益而使立法違背了初衷，法律規定不符合自然規律而是為了滿足部分利益相關人的心愿，由于從法律中得到的利益不一樣，從而不同部門的履行態度不一樣。
3.2.3 生態極限與生存極限之間的沖突造成了管理措施的“執行難”
僅考慮生態的因素，低估了人文因素的影響，往往難以充分考慮到各種利益群體對資源管理承受的極限，會使遵守法律和政策與生存和發展產生矛盾，從而導致現實中為了生存而不顧生態極限。因此，建立社會上和生態上都可接受的環境管理方法和政策是至關重要的。甚至環境保護的社會因素必須優先考慮［21］。
3.2.4 過分依賴行政手段的運用，對市場機制運用不夠
目前中國流域管理的相關文件或法律規定大多是義務性規定，對違反規定的行為多是采取罰款等行政手段，對市場機制的運用考慮不夠，即使有規定，也較為原則，無法實施。如排污交易許可，其實施難度大，缺乏細致的措施是主要的障礙［22］，在中國，國家尚未出臺排污許可證和總量控制的實施辦法，導致地方排污許可證發放和總量控制工作缺乏法律依據。
3.2.5 分區研究不夠
要實現流域的可持續管理，必須強調全球變化背景下，流域的環境變遷、氣候變化、生態耦合以及未來短尺度趨勢預測，強調自然科學的和人文科學的有機融合，強調流域尺度兼顧多種利益和區別不同區域特征的綜合集成機制［23］，這是以往的研究所欠缺和不足的，從而不足以指導實踐。而針對區域性生態環境問題及其干擾來源的特點，通過合理構建區域生態格局來實施管理對策抵御生態風險是目前區域生態環境保護研究的新需求，也是生態系統管理能否成功的關鍵步驟［4］。
3.2.6 適應性管理能力不足
適應性管理即“邊走邊看”，從實踐中積累經驗，及時調整行動，采用該方法是流域生態系統的復雜性和不確定性決定的，因此，具有不可避免的風險性。為了降低風險，需要一個公眾、政府、環保組織、企業等利益相關人共同參與決策的過程。而參與式決策過程也使執行適應性方法成為必然［16］。但是目前，在流域事務的決策中，由于環保意識不夠、參與渠道不暢通、參與缺乏制度保障、信息公開不夠等諸多因素，導致公眾參與不足，地方知識的運用不夠，決策更多是一種“自上而下”的被動接受過程，“參與式決策” 遠遠不夠。事實上，在許多自然資源管理活動中，廣泛的公眾參與和權力下放被視為重要的資源管理目標［24，25］。因此，利益相關人參與到流域管理的決策中來顯得非常重要。而地方生態學知識的運用正是提供了一種既經濟又實用的選擇，特別是對資源的使用者直接參與到管理決策過程中起到了非常重要的作用［26］。
3.2.7 流域信息建設不夠
流域信息建設不夠，從而沒有更好地支持流域決策,而研究表明，地理信息系統、遙感數據等都是實現環境管理目標的重要工具和方法［27，28］。這一不足主要體現在：資金缺乏，使實時監測更多地成為一種“理想”；信息的來源渠道多元導致數據的不一致；缺乏正式的信息溝通渠道；非正式的信息批漏成為某種意義上的“創收”渠道等。
4 中國流域生態系統管理的實現
由于機構能力建設的重要性，本文試以機構為主線，探索流域生態系統管理的實現。首先，應該成立由政府部門代表、行業代表、環保組織、專家、公眾包括婦女等利益相關者組成的流域生態系統管理咨詢委員會，融合多學科知識，并從多視角共同商討流域事務，包括相關法律和政策的制定、修改和具體實施方案、中長期流域規劃的制定和實施途徑、重大工程項目建設的環境影響評價等，有利于為中央政府提供科學的決策依據并為地方政府的具體實施提供重要的參考依據，從而為實現流域的可持續發展奠定基礎。流域生態系統管理咨詢委員會直接為中央政府在流域管理事務決策中提供咨詢建議，并監督和評價流域管理措施的制定情況，同時中央政府就其咨詢建議的采納情況及其他在流域管理事務中存在的問題及時向流域生態系統管理咨詢委員會反饋。各級政府層面，其機構設置保持不變。中央層面，主要負責制定流域綜合規劃和激勵政策，協調各種利益的平衡，促進利益相關主體間的合作，從宏觀上掌握流域可持續發展目標，指導和監督流域管理措施在地方層面上的執行情況。地方層面，為中央層面負責，按照中央的產業布局和區域功能劃分，考慮當地具體的人文、生態因素，制定具體的實施細則，貫徹執行相關法律和政策。
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1保持土壤價值
保持土壤價值包括兩個方面：即減少土壤侵蝕價值和減少N、P、K的流失價值。兩者均有具體的計算方法，其中土壤侵蝕的計算方法為：減少土壤侵蝕總量×生產年平均=減少土壤侵蝕價值收益；減少土壤侵蝕總量=減少土壤侵蝕模數×有林地面積。而N、P、K的流失價值算法則首先需要對沿途的養分進行測定，測定的計算方法為：減少N、P、K流失的價值=侵蝕土地面積×單位面積土層中N、P、K總量×化肥替代價格保持土壤價值為兩者之和。而保持土壤價值數則是減少土壤侵蝕價值和減少N、P、K的流失價值相加的總和。根據上述的計算，存在一個問題，就是數據獲得的準確性問題。上述的計算過程，由于數據的準確性較差，導致了最后的計算不準確。另外，一旦面對真實的情況發生的時候，造成的損失也不是簡單的通過計算就能夠得出的。因為土壤的流失關系到的不僅僅是土壤的問題，還有的是植物生命的問題。因此，在進行森林生態系統服務功能的評估的時候還要將植物的生命歸納在內。
2固定二氧化碳的釋放氧氣的價值
二氧化碳的固定含量以及氧氣的價值計算，可以根據森林樹木的生長率和森林面積大小進行計算。對于二氧化碳的含量，研究人員可以通過造林成本的計算得出其總價值。而對于氧氣含量，則可以通過工業生產成本的計算得出。得出兩個數據之后，相加的出的總和價值就是固定二氧化碳釋放氧氣服務功能的價值。即：森林生態系統固碳制氧服務功能價值=固定二氧化碳總價值+釋放氧氣總價值另外一點需要注意的是，固定二氧化碳釋放氧氣的過程，專業人員應該看成同一個過程的兩個方面：固定二氧化碳，同時制氧。這個過程中，研究人員不應該將兩者的價值相加，以免造成數值的錯誤或者重復計算的錯誤。
3凈化空氣價值
SO2叫做二氧化硫，它與粉塵顆粒都危害著人的身體健康。森林生態系統的一個重要的功能就是凈化二氧化硫和粉塵顆粒。對于這方面的價值計算，可以采用森林的吸收能力法進行，通過數據的采集，了解到每單位面積的森林吸收二氧化硫的面積，然后乘以工業二氧化硫的投入，算出凈化二氧化硫的能力。對于粉塵顆粒也是采取同樣的計算方法。具體的計算公式為：凈化空氣價值=吸收SO2的價值+粉塵顆粒凈化的價值；凈化空氣價值=工業固定等值SO2投入成本+工業粉塵顆粒凈化成本。
4供人們休閑游憩價值
【關鍵詞】森林生態系統服務功能；價值評估；楚雄市
0 前言
森林對生態環境維持和改善方面有重要作用。比如，森林是天然的制氧機制，萬能的消滅環境污染的凈化器，它是地球上結構最復雜、功能最多和最穩定的陸地生態系統。生態系統服務功能是指生態系統與生態過程所形成及維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[1]。森林生態系統服務是指森林對自然過程或生態平衡所做出的以經濟為指標評價的貢獻，代表著地球經濟的一部分[10]。森林生態系統具有調節氣候、調蓄水源、保護培育土壤、二氧化碳的固定、釋放氧氣、林木營養物質的積累、凈化大氣環境、保護生物多樣性、森林的旅游憩息和科學研究等多種功能。它是陸地生態系統的主體，所以森林的盛衰直接影響生態環境的優劣，關系著地區經濟和社會的可持續發展，關系著社會的穩定。
1）研究的意義
楚雄市位于滇中云貴高原，鑒于其地理位置、自然條件和社會經濟狀況，決定了森林在生態和經濟建設中都有著十分重要的作用。楚雄市森林資源總的特點是次生林多、林分質量差、人工林樹種組成較少，結構簡單[8]。近年來由于人們對自然資源的不合理開發，比如亂砍濫伐，引起了部分生態環境的惡化，在比如水土流失等等。科學客觀研究楚雄市森林生態系統的功能及其服務價值，以期為核算楚雄市森林資源資產提供科學依據，最終為自然資源和環境因素納入楚雄市經濟核算體系而實現綠色國內生產總值提供基礎，將其納入國民經濟核算體系，將能促進對楚雄市自然資本開發的合理決策，為楚雄市制定生態建設和生態修復措施提供參考依據。有助于市民意識到森林生態系統服務的價值，并最終促進楚雄市的可持續發展，及處理社會經濟發展及生態環境保護之間的關系具有一定的現實意義。
2）國內外研究動態
（1）國外研究現狀
森林生態系統服務的研究在國外開展較早且研究的類型也最多。20世紀40年代，主要是針對森林生態系統服務功能進行了劃分和價值評價。許多研究者選擇不同的角度分別對生態系統的服務功能及其價值進行了研究[3-5]。Pimentel等[2]研究報道稱，僅因水土流失在全球導致的水庫淤積所造成的損失就約60億美元；但Opschoor等[6]認為該評估結果難以服眾。1991年國際科學聯合會環境委員會就如何進行生物多樣性的定量研究專門進行了討論；Constanza等人[1]綜合了國際上已經出版的各種不同方法對生態系統服務價值的評估研究結果，在世界上首先開展了對全球生物圈生態系統服務價值的估算；1997年，由Costanza等創立了較完整的生態系統評估方法，在世界上最先開展了對生態系統服務價值的評估，隨后，國際學術界圍繞Costanza等（1997）創立的評估方法展開了激烈爭論，許多學者和專家等對Costanza的這種評估數據、方法、結果提出過質疑，盡管學者們觀點各執己見，但作為一種研究方法仍被國際社會及專家學者們廣泛接受。Constanza為大區域范圍的生態系統服務價值評估為今后的研究仍提供了可參考的方法。2001年啟動的千年生態系統評估則是生態系統評估確是最大規模的實踐及嘗試[3]。近年來，Serkan[4]、Troy和Wilson[5]等利用GIS技術將生態系統的服務價值的評估方法和領域在不斷在擴大，使評估生態系統的方法更為合理、有效、實用，并且為實際森林生態系統服務功能評估服務。
（2）國內研究現狀
我國森林生態系統服務的研究開展較晚，自80年代末開始森林生態系統服務功能評價工作，而研究方法多數是借鑒國外的。許多研究者選擇不同尺度和角度開展了許多區域性的森林生態系統服務功能的評估工作。20 世紀末，中國的一些生態學和生態經濟學者對生態系統價值評估的理論、 方法和實踐應用等方面進行了初步探索（米鋒等[8]，2003；余新曉等[30]，2005；張岑等[12]，2007；靳芳等[16]，2007；李文華[14]，2008；韓素蕓等[23]2009；王兵等[17]，2009；唐佳[13]，2010；陳屹[29]，2010）。侯元兆等人第一次以涵養水源、防風固沙、凈化空氣3個指標對中國森林資源價值進行了評估，王兵等[17]（2011）2009 年估算了中國森林生態系統服務功能總價值為 10.01萬億元，并了第一部中華人民共和國林業行業標準《森林生態系統服務功能評估規范》（下簡稱規范）（LY/T1721-2008）[7]，特別是 21 世紀以來，對不同尺度、不同地區和不同類型的生態系統價值評估開展了大量工作 （李文華等[14]，2008、2009），積累了豐富的資料，取得了很多有價值的研究成果。這對于正確認識各種生態系統服務資產、 積極實施生態保護措施起到了極大的促進作用。楚雄州林業局營業站的施庭有在1999通過定量計算和定性分析對楚雄州森林生態效益做了初步估算[11]。
當前，大尺度區域生態系統服務價值評價占據首要地位，特別以全球和國家尺度為多，基于區縣等行政區域尺度的生態系統研究較少。本次研究采用的方法為功能分類研究方法，對楚雄市森林生態系統的服務價值進行評估，淺析楚雄市森林生態系統服務現狀。
1 研究區概括
1.1 自然地理概況
楚雄市位于滇中云貴高原，金沙江水系和元江水系的分水嶺地帶，地跨北緯24°30′～25°15′，東經100°35′～101°48′之間。東鄰祿豐縣，西與南華縣和思茅市景東縣接壤，南鄰雙柏縣，北同牟定縣毗鄰。楚雄市地勢西北高，東南低，從西北向東南傾斜，呈傾斜葫蘆形。市境山脈皆隸屬哀牢山系東麓支平余脈，多呈東南、西北走向。市境屬于北亞熱帶季風氣候區。氣候特征為冬干夏濕，雨季集中，日照充足，霜期較短，冬季降水量偏少，年平均氣溫15.6℃[35]。全市土壤類型多為水稻土和紅壤土[35]。
1.2 森林資源概況
楚雄市地處云南省中部，是楚雄彝族自治州政治、經濟、文化的中心，轄5鄉14鎮，國土總面積4433[35]平方公里，其中：林業用地面積347207.1公頃，占國土面積的78.32%，森林覆蓋率76.9%，是云南省重點林區之一。2008年楚雄市活立木蓄積2001.1860萬m3[20]，森林資源總的特點是次生林多，闊葉林少，森林成分質量差，人工林樹種組成較少，群落結構簡單。
2 研究方法
2.1 數據來源
評估采用的數據及來源為： 國家林業局的社會公共數據（表1[7]）、2008年楚雄市林業局完成的森林資源清查數據（表2）。
表1 社會公共資源數據[7]
注：居民生活用水價格采用楚雄市居民生活用水價格
2.2 評估體系的建立
在充分考慮森林生態系統服務功能價值機制的基礎上，通過認真分析國內外各種評估指標體系，結合云南省森林生態系統背景特征，參考相關文獻數據資料，構建適合云南省楚雄市的森林生態系統服務功能評估指標體系（見表3），主要包括7個指標類別13項指標因子，此次考慮到楚雄市森林的主導利用方向及數據指標的可獲得性與可靠性，并且由于氣候調節等服務功能評估指標尚難以找到合適的評估方法及指標體系[12]，在此不列入評估范圍。
2.3 評估方法及過程
該研究采用影子價格法、費用支出法、市場價值法及條件價值法等方法，從涵養水源、保育土壤、固碳釋氧、林木營養積累、凈化大氣環境、保護生物多樣性、森林游憩與科研文化7個方面，一共涉及13項指標，對楚雄市森林生態系統服務功能進行價值估算。
2.3.1 涵養水源
1）調節水量價值
3 結果與討論
3.1 楚雄市森林生態系統服務功能實物量
根據以上評價方法，得出云南省楚雄市7個方面13個指標的森林生態系統生態服務功能實物量如表9。
3.2 楚雄市森林生態系統各項服務功能所提供的價值量比較
在7項森林生態系統服務功能價值的貢獻之中（詳見圖1和圖2），其大小順序依次均為：生物多樣性保育價值>林木營養積累價值>保育土壤價值>凈化大氣環境價值>蓄養水源價值>固碳和釋氧價值>森林游憩與科研文化價值。
楚雄市森林生態系統服務功能總價值為22843790493.2元?a-1：其中生物多樣性保育功能價值最大為8414425185.66元?a-1，占36.83%，占生態服務價值的十分之三多一點；其次是林木營養積累功能，為7558404944.00元?a-1，占33.09%；所占比例最小的是森林游隙與科研文化功能，為93677564.38元?a-1，占0.41%。
楚雄市森林生態系統擁有巨大的生態服務價值，并且生態服務價值遠遠超過實物生產價值，在生態服務功能中，尤以保護生物多樣性、林木營養積累、保育土壤最為重要。楚雄市的森林植被，涵養水源、固碳釋氧、森林游憩與科研文化生態服務功能相對較差，價值亦較低。因此，楚雄市森林有待進行培育、改造提升森林的生態服務功能和價值，以期更好地發展其優勢在維系楚雄市今后在經濟、社會、生態可持續發展中的重要作用。
人類認識森林生態服務功能價值是一個由循序漸進由淺入深的過程，特別以對其價值的定量評估，由于受學科背景、技術方法、研究區域資料收集等因素限制，測定各種有利評估參數其要在小區域內，更深入地研究森林生態系統服務功能評價工作還仍存在一些困難，涉及森林還有多方面價值的定量評估目前還難以進行，相關研究還有待加強。此次研究僅涉及森林諸多價值中的幾個方面，而森林產生負離子、降低噪音、滯塵、森林防護生態服務功能價值尚未計入。
要提高森林生態系統功能評估的準確性，還要對森林生態系統結構和功能生態過程進行研究，因此加強對森林生態系統的長期定位研究很有必要。由于時間限制，本次研究是按國家林業局頒布實施的統一標準進行的，并未考慮林齡、林分起源類型等因素，因此今后森林生態系統服務功能評價的研究重點仍是評估指標體系和方法完善。
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摘要：條件價值評估法(CVM)是估算生態系統服務最主要的技術方法之一。浦東張家浜的綜合整治為全國河道整治的樣板工程,筆者采
>> 沿海城市內河治理的探討 城市森林生態系統服務功能的價值評估研究 基于土地利用—生態系統耦合模型的生態系統服務價值評估 上海城市綠地凈化服務功能及其價值評估 城市湖泊生態系統服務價值 生態系統服務價值評估理論的發展現狀 基于CVM的岷江上游森林生態系統服務價值評估 城市生態系統服務功能價值的研究與實踐 上海城市森林與水田的生態服務合理性探討 基于有效性改進的流域生態系統恢復條件價值評估 森林生態系統服務功能價值評估方法及其研究 大豐濕地保護工程生態系統服務功能價值評估研究 怒江州森林生態系統服務功能價值評估 衡水湖濕地生態系統服務價值評估及保護措施 楚雄市森林生態系統服務功能價值評估 江西遂川公益林生態系統服務功能價值動態評估 福建省森林生態系統若干功能服務價值評估 生態系統服務評估及其研究進展 草原生態系統旅游價值的評估 巖石性海岸生態系統服務價值評價 常見問題解答 當前所在位置：中國 > 政治 > 上海城市內河生態系統服務的條件價值評估 上海城市內河生態系統服務的條件價值評估 雜志之家、寫作服務和雜志訂閱支持對公帳戶付款！安全又可靠！ document.write("作者：未知 如您是作者，請告知我們")
申明:本網站內容僅用于學術交流，如有侵犯您的權益，請及時告知我們，本站將立即刪除有關內容。 摘要：條件價值評估法(CVM)是估算生態系統服務最主要的技術方法之一。浦東張家浜的綜合整治為全國河道整治的樣板工程,筆者采用CVM引出張家浜沿線居民對改善張家浜生態系統的平均支付意愿(528．8元／a)，初步估算出張家浜綜合整治后的生態系統BR務價值約為3．014～5．262億元／a.討論了導致支付意愿產生偏差的各方面原因，研究了張家浜沿線居民對張家浜整治項目的支付意愿和被調查者收入、年齡、受教育程度等因素的關系。最后提出了CvM研究結果的可靠性和國內在CVM研究中亟待解決的問題。關鍵詞：生態系統服務；條件價值評估法；支付意愿；浦東張家浜中圖分類號：X171．4
文獻標識碼：A
文章編號：1001―6929(2004)02―0049―04
通過對生態系統服務價值研究方法及濕地、草地、森林、流域和農田生態系統服務價值相關研究的整理，發現我國生態系統服務價值研究存在的問題，主要表現在評估方法的科學性、數據選取、研究結果準確性和應用性等方面。而隨著生態文明及可持續發展戰略的不斷深入及推進，科學有效的生態系統服務價值的研究意義非同尋常，在綜合分析后提出在今后的研究中需要從方法及內容上進行深入的討論及革新，使得生態系統服務價值研究能夠更好的發揮社會作用。
關鍵詞:
生態系統;服務價值;研究進展;問題探析
0引言
生態系統服務價值的效用來自于大自然的特殊產品，是完全有別于勞動價值的一種特殊的價值系統。由于生態系統承載能力的局限性，以及人類不斷上升的需求膨脹性，使得生態系統的有償使用成為必然［1-2］。特別是Costanza等人［3］在《Nature》發表了評估全球生態系統服務價值的相關研究后，國內學者關于生態系統的研究日益增多，但依舊存在以下幾個問題:一是研究方法不統一，雖然相關研究較多，但依舊尚未形成統一的、標準化且權威的方法，因此導致研究的結果可對比性及參考性較低;二是調研數據的科學性及結果的準確性，目前研究所選取的對象及數據較為分散、隨機，不能很好地形成全國范圍的數據統計及分析;三是研究成果的應用及轉化率較低，這是因為部分研究數據所得到的結果未與當地實際情況相結合，導致研究結果無法被決策者所接受;四是部分研究中將生態系統的價值放大或對其實質認識不清，導致測算結果遠遠超出財政承受能力，混淆了價格與價值的概念。
1生態系統服務價值的研究方法
目前，對生態系統服務價值評估方法常分為四大類［4］:一是直接市場法，主要包括市場價值法、機會成本法等;二是替代市場法，主要包括旅行費用法和享樂價值法等;三是模擬市場價值法，主要包括條件價值法和有防護費用法等;四是團體商議法，主要有生態足跡法和能值分析法。目前國內的研究大多參考Costanza等人［3］的研究理論體系及方法。范小彬等人［5］提出了通過生態系統服務價值的變化內容部分指標進行動態評估，建立了不同指標的計量模型。謝高地等人［6］的研究中結合Costanza［3］研究中的模型提出了“中國生態系統服務價值當量因子表”，同時采用價值轉化法對中國生態系統服務進行試驗性評估。趙景柱等人［7］將評估方法分為3種:一是能值分析法，二是物質量評價法，三是價值量評價法，并對3種方法進行優點及局限性分析。
2生態系統服務價值研究結果
生態系統服務價值的研究可分為多種類型［8］，通過參考生態系統的類型，本文對其進行了分類，主要包括濕地生態系統、草地生態系統、森林生態系統、流域生態系統和農田生態系統。
2.1濕地生態系統服務價值
濕地生態系統是水路相關作用形成的獨特的生態系統，具有重要的生態學意義。濕地生態系統價值評估方法中，Costanza等人［3］的研究最具代表性，在其研究中濕地具有的氣候調節、水體凈化等10類可服務全球的生態功能被進行價值估算。張翼然等人［9］統計了71個濕地案例點的價值量然后進行對比，得到濕地生態系統各服務功能排序及不同地理位置下的價值量特點。張玲等人［10］研究表明Meta分析價值轉移方法是評估濕地生態系統服務價值的一種可行且快速的方法。李偉等人［11］通過構建優化的濕地生態系統服務價值評價體系以更加準確地評估濕地生態系統服務。趙同謙等人［12］對中國陸地水生態系統的價值評估作了探索，得出2000年我國陸地水生態系統總價值為9810.83億元/a。
2.2草地生態系統服務價值
草地生態系統主要由多年生的草本植物占優勢的植物群落構成的陸地生態系統，具有防風固沙、涵養水源等生態功能。金良等人［13］研究符合中國國情的價值評估理論和方法體系。高雅等人［14］將草地生態系統生態服務價值評估分為4個步驟進行，分別為內涵確認、功能分類、指標設定及價值核算。陳敏等人［15］的研究表明，首曲濕地保護區的草地生態系統服務價值是所在地瑪曲縣生產總值的15～19倍，約為55.76億～71.54億元/a。賴敏等人［16］以三江源區草地生態系統為研究對象，采用物質量和價值量結合的方法對生態工程實施前后的生態服務價值進行了評估和對比分析，為后續的生態管理決策提供了一定的理論指導。
2.3森林生態系統服務價值
森林生態系統指森林群落與周圍環境共同作用下形成的，具有一定結構、功能和自調控的自然綜合體，在面積上是在陸地上最大的生態系統。我國森林資源較為豐富，森林生態系統服務價值的研究起步也較早，趙同謙等人［17］的研究將我國的森林生態系統的服務功能分為四類，并認為需要繼續加強對我國森林生態系統服務的相關基礎研究。李金昌［18］對森林生態系統服務價值計量的理論和方法進行了總結及評價。王兵等人［19］的研究表明，我國2009年森林生態系統服務功能總價值為10.01萬億元/a，并對森林生態系統服務總價值的空間格局分布特點進行研究。
2.4流域生態系統服務價值
流域生態系統是一個相對復雜的復合生態系統，包括社會、自然和經濟三個要素。流域生態系統服務價值的研究能分流域生態補償、修復及綜合管理提供一定的參考。于秀波等人［20］通過定量化評估方法，建立了鄱陽湖流域生態系統評估的概念框架和指標體系。丁輝等人［21］利用LandsatTM遙感影像數據并參考Costanza提出的評估研究，對比了2000，2005，2010年黃河上游甘南段的生態系統服務價值變化。李傳奇［22］通過直接使用價值和間接使用價值法對大黃鋪洼蓄滯洪區生態系統服務價值進行評估。
2.5農田生態系統服務價值
農田生態系統服務價值是農田的生態與人類活動之間所維持的自然條件的效用與價值。對農田生態系統服務價值的研究能夠更好地考慮其帶來的經濟效益及可能對環境造成的危害，為全面地認識農田生態系統提供科學理論依據。孫新章等人［23］采用生態經濟學方法，獲得2003年我國農田生態系統總服務價值為19121.8×108元(2003年現價)，認為人類發展農業并沒有使得這部分價值降低。肖玉等人［24］通過中國科學院欒城農業生態系統試驗站田間試驗數據的基礎上，評價了華北平原小麥－玉米農田生態系統的服務功能。
3研究面臨的現實問題
通過以上不同生態系統服務價值的評估研究，目前面臨的主要問題主要有研究方法的科學性、數據選取的可行度及結果的準確性、研究的現實應用價值及可能性等。楊光梅等人［25］認為目前我國生態系統服務的研究內容局限于而導致結論的科學性和現實有效性受到質疑。謝高地等人［26］認為目前研究的局限性包括評估結果準確性、生態資產與服務的混淆、評估方法的不確定性以及其本身的復雜性。
3.1研究方法的科學性
Serafy［27］提出在對生態系統服務價值進行研究及總量的計算時，若在計算時不考慮替代效應等因素的影響，一般會使估值過高，但目前學術界并未形成統一的、具有公信力的生態系統服務價值研究的方法及體系。目前我國的研究一般參考Costanza的方法，雖然經過了多年的發展，但大多研究偏重對服務價值的量化評估上，因此在研究的基礎理論、方法上并未有較大突破。
3.2數據選取及研究結果的準確性
謝高地等人［6］采用意愿調查評估法，通過問卷調查和直接訪問的方式，對我國生態系統單位面積進行了價值當量表的繪制。但2002年200份問卷僅回收38份，2007年500份問卷僅回收213份，而根據社會調查研究方法的標準，需要至少60份問卷才具有統計學意義。所得到兩個年份的檔位面積服務價值當量差距較大，可能是由于評估方法涉及存在問題，從而導致數據及結果準確度不高，因此應用性不強。然而有部分學者的研究將該數據及結果作為參考，因此后續研究也可能會產生較大的誤差。
3.3研究結果應用的可行性
目前對生態系統服務價值的評估一般均為靜態的，但現實中其服務價值是通過人類活動、市場運作而實現的。目前國內對生態系統服務的研究主要為對其價值的量化，模糊化了生態系統服務價值核算與生態服務價值研究之間的區別，從而產生了生態系統服務價值評估有效性和必要性之間的矛盾及爭論，因此忽略了研究的最終目的應該是對評估結果的應用。總體看來，目前我國關于生態系統服務價值的研究與市場經濟、政府決策及管理未能有效整合，同時研究結果的現實應用率也較低，實現為社會服務的道路依舊較遠。
4研究價值和展望
4.1研究價值
4.1.1綠色經濟核算體系的基礎研究
生態系統服務價值評估的研究重點應該是建立標準規范的價值評估體系，使得生態系統服務價值充分在國民經濟和社會發展中起到一定作用，其研究結果能夠為政府決策人員服務，能夠合理地被應用于生產、生活當中，這是建立國民綠色經濟核算體系的重要理論支撐。在1988年國務院發展研究中心就進行了“資源核算納入國民經濟核算體系”的相關研究，因此生態系統服務價值評估必然會成為國民經濟核算系統的一部分，并為合理管理和使用生態系統提供科學的理論基礎和依據，并能夠將目前多部門的相關統計數據進行整合，并為生態系統的有償使用、保護獎勵措施提供有力的依據。
4.1.2建立生態補償制度的基礎依據
人類高速發展長期以來主要依賴于無限制地從環境中索取，而非回贈。而通過對生態系統服務機制的評估，能科學地獲得國家或地區的生態資源價值，可對生態環境進行生態補償，為實現人類的可持續發展奠定基礎。而生態補償制度最重要的基礎為界定生態環境的物權及產權，通過這一明晰的制度對行為主體進行約束，從而明確其權利和義務，形成生態環境公平高效的交易制度，逐漸實現生態系統服務價值以可持續的發展方式進行配置，實現社會的公平［19］。生態補償制度建立公平合理的標準需要生態系統服務價值評估提供一定的理論基礎。
4.1.3環境友好型可持續發展的理論指導
可持續發展是建立生態文明的必然要求，而目前作為衡量地方經濟發展的主要指標中，生態系統的保護及價值所占比例很小，甚至沒有。因此如何有效評價當地的生態系統價值，為決策者提供評價地方發展有效性的理論依據，同時為地方決策者提供可持續發展可能性方案的理論指導，也是生態系統服務價值評估的重要作用［23］。通過建立不同生態系統的資源評估賬戶，建立產權的歸屬、有償使用及保護獎勵等制度，完善生態系統服務價值與單位面積的GDP的函數關系，從而反映一個國家或地區的經濟增長是否對生態環境帶來的影響是否是可以被接受，可為全面實現可持續發展提供一定的理論指導。
4.2研究展望
