农业生态系统服务价值

农业生态系统服务价值（精选十篇）

农业生态系统服务价值 篇1

1 森林生态系统服务功能研究进展

按照现在国际流行的观点, 广义上的生态系统服务, 包括生态系统商品和生态系统服务[1]。

具体来说, 森林生态系统服务的类型多种多样, Costanza等[2]总结了包括森林生态系统在内的16个生态系统的分类系统, 进而提出了17大类生态系统服务功能:气体调节、气候调节、干扰调节、水分调节、水分供给、侵蚀控制和沉积物保持、土壤形成、养分循环、废弃物处理、授粉、生物控制、庇护、食物生产、原材料、遗传资源、休闲等。侯元兆[3]总结制定出森林生态系统的10种生态系统服务功能:涵养水源、保护土壤、促进营养物质积累、维持大气平衡、调节气候、吸收分解污染物、完善生态系统生殖功能, 促进生态系统进化和发展、保护野生生物、森林游憩及其他社会价值。还有其他研究提出各种森林生态系统服务功能的分类[4,5,6]。

显然, 森林生态系统服务的类型与森林生态系统的功能并不是一一对应的。从方便理解和操作的角度, 国内一些学者郑景明等将森林生态系统服务概略地分为三大类[7]:一类是生态系统产品, 主要是木材和非木材林产品 (Non-timber forest product, 简称NTFP) 等可以商品化的功能;第二类是改善人类生存环境的公益功能, 主要包括:涵养水源、保持水土、合成有机物质、净化环境、其他维持生态系统平衡与进化的功能等;第三类是为人类娱乐、美学、科学、教育、精神和文化方面提供自然环境的社会价值类型, 主要是游憩和科研等。

2 森林生态系统服务价值研究进展

森林生态系统服务价值的研究是在对生态服务价值研究的总体背景下进行的, 而对于生态服务价值的研究又是在对自然资本及生态系统服务功能等问题的研究基础上发展起来的。1948年Vogt提出了自然资本的概念。20世纪70年代以来, Holder J.和Ehrlich P.R.、de Groot R.S.、Costanza R.等[8?12]对全球环境系统、自然生态服务、湿地生态系统的价值问题进行了研究。20世纪90年代以来, 随着生态环境问题的日益突出、可持续发展理念的迅速传播以及Costanza R.和Daly H.E.[13]关于自然资本、生态服务价值研究工作的深入进行, 生态服务功能及其价值的研究得到越来越多的关注。Costanza R.等[14]在将生态服务价值划分为17类的基础上, 对包括森林生态系统在内的全球生态系统的服务价值进行了评估;Daily G.C.等[15]则在其著作中比较系统地介绍了生态系统服务功能的概念, 包括森林生态系统服务价值在内的服务价值评估、不同生态系统的服务功能以及区域生态系统服务功能。

我国关于生态服务功能价值的研究起始于20世纪80年代初。1982年张嘉宾等利用影子工程法和费用替代法估算云南怒江、福贡等地的森林固持土壤功能的价值和森林涵养水源功能的价值[16]。到20世纪90年中期, 我国著名经济学家许涤新、生态学家马世骏、环境经济学者王金南、李金昌等及夏光等先后出版了相关著作, 从不同学科视角为该领域的研究打下了基础[17]。2000年以后, 关于森林生态系统服务价值的研究成果大量涌现, 既有关于针对人类干预相对较少的自然林生态服务价值的研究[18], 也有关于城市森林生态系统的研究[19];既有针对全国森林生态服务系统的大尺度研究[20], 也有针对某个具体生态系统的小尺度研究[21]。例如:侯元兆等 (1995) 全面地对中国森林资源涵养水源、保育土壤、固碳释氧等价值进行了评估;欧阳志云和王效科等人 (1999) 对中国陆地生态系统服务功能进行了评估和生态经济价值的分析;以李金昌、孔繁文为代表对森林生态系统生态价值方面进行了开创性研究;张颖 (2002) 、赵同谦等 (2004) 、靳芳等 (2005) 、余新晓等 (2005) 都对我国陆地生态系统或森林生态系统的服务价值进行了评估。

3 现阶段国内外森林生态系统服务价值研究的基本特征

3.1 主要以森林资源价值和森林生态系统服务功能为两个切入点

3.1.1 以森林资源价值评估为切入点的研究

联合国环境规划署对自然资源的定义为:在一定的时间和技术条件下, 能够产生经济价值, 提高人类当前和未来福利的自然环境因素的总称。依据自然资源学研究, 其基本属性包括稀缺性、整体性、地域性、多用性、变动性、社会性等。在自然资源中, 森林属于耗竭性资源中一种重要的可更新资源。在很长一段时间里, 森林资源被看成木材资源, 而在各种环境问题威胁到人类生存的当代, 人们越来越发现对森林的真正内涵需要重新审视, 森林资源的意义已经从单一的木材资源变化到包括环境资源在内的多资源, 如包括生产资源、环境资源和文化资源[22]。表述森林资源的内容还包括很多, 如“生态资源”的提法[23]。

“中国生物多样性国情研究报告” (1995~1997) 提出生物多样性的总经济价值应包括直接使用价值、间接使用价值、潜在使用价值和存在价值, 这里的生物多样性概念相当于生物自然资源。另外, 薛达元 (1999) 提出选择价值介于使用价值和非使用价值之间的观点, 崔丽鹃 (2001) 提出“目前非使用类价值”的概念等。国际上也提出了不同的价值分类体系[24,25,26]。对于森林资源的总经济价值, 现代多数研究认为可以表示为[27,28,29,30,31]:

总经济价值=使用价值+非使用价值=直接使用价值+间接使用价值+选择价值+遗产价值+存在价值

世界银行环境经济专家Mohan Munasinghe认同把森林资源价值划分为使用价值和非使用价值2大类, 他归纳出的一些相应的可选择的评价方法 (见表1) 被广泛认同。

3.1.2 以森林生态系统服务功能多样性为切入点的研究

森林生态系统服务价值是指森林生态系统与生态过程所形成及所维持人类赖以生存的自然环境条件与效用, 并具有涵养水源、保育土壤、固碳释氧、积累营养物质、净化大气环境、森林防护、生物多样性保护、森林游憩等多种生态功能, 所以森林的兴衰直接影响生态环境, 从而直接关系到全球经济和社会的发展[32]。森林生态系统的各项服务功能构成了森林生态系统服务价值指标体系的主要内容, 目前, 学术界一般采取专家咨询法、层次分析法及频度分析法等方法选取重要指标纳入核算体系[33]。提出了中国森林生态系统服务价值评估指标体系框架 (见图1) 。

3.2 森林生态系统服务价值评估的生态学指标体系

迄今为止, 关于森林生态系统服务功能的评估指标体系, 到目前为止还没有完全统一的标准, 各国使用的体系都有一定差异, 大多只是对森林资源的评估。例如, 芬兰的森林资源评估体系主要包括森林经营、立木蓄积、固碳数量、生态数据、森林游憩等;法国森林资源评估大致包括保育土壤、涵养水源、净化环境、固碳、生物多样性、游憩及森林健康等方面的核算。在中国, 侯元兆等对林地、林木及森林的3种生态效益 (涵养水源、保育土壤、固碳释氧) 进行了核算。以下是研究相对成熟的几项森林生态系统服务功能价值的核算方法。

3.2.1 涵养水源效能评估

目前, 国内外提出的评估方法归纳起来主要分为两大类:一是通过河川调节径流、降低洪枯比等对灌溉、发电等部门增加的效益;二是达到与森林同等涵养水源作用的其他措施 (如修建水库) 所需的费用 (称为替代工程法) 。其中, 该价值的评估基本上采用“替代工程法”, 即用其它措施可以产生同样效益的费用作为森林涵养水源的货币值, 例如森林减缓洪水功能的经济评估可用水库蓄洪工程投资费用来代替, 若水库蓄水拦洪100 m3平均占有工程费30元, 那么森林含蓄减缓100 m3洪水也相应为30元。以此数据作为标准, 可算出某一林区比无林地区的潜在调节量的经济价值。

其他方法还有土壤蓄水估算法、水量平衡法、地下径流增长法、多因子回归法、采伐损失法等。如用森林土壤蓄水估算法计算森林涵养水源价值为:

其中:Q———森林涵养水源量 (t) ;

P——单位蓄水费用 (元/m 3) 。

3.2.2 保土保肥效能评估

目前大多从2个方面计量:一是按有林地比无林地每年减少土壤侵蚀量中N、P、K的含量, 再按市场化肥平均价格折算其带来的间接经济效益。可用

其中:Vs———某类森林年保土效益 (元/hm2) ;

Si——某类森林的面积;

D0——无林地上土壤侵蚀模数 (t/hm 2) ;

Di———某类林地上土壤侵蚀模数 (t/hm2) ;

Ki——土壤中N、P、K含量 (%) ;Pi—N、P、K的价格 (元/t) 。

二是根据有林地比无林地减少的对河川、水库的淤积而减少的损失费用, 按水利工程设施修建费用换算。核算方法有影子价格法、机会成本法和经济效益法等。欧阳志云运用机会成本法和市场价值法分别计算了因土壤侵蚀而导致的土地废弃、泥沙淤积所造成的损失, 即土壤保持价值。其核算方法如下:

①减少土地废弃:

式中:Es———减少土地废弃的经济效益 (元/a) ;

Ac———土壤保持量 (t/a) ;

B——林业年均收益 (元/hm2) ;

0.6———土壤表土平均厚度 (m) ;

Q———土壤容重 (t/m3) 。

②减轻泥沙淤积价值:按照我国主要流域的泥沙运动规律有:

式中:24%———我国江湖平均淤积系数;

En———减轻泥沙淤积经济效益 (元/a) ;Ac———土壤保持量 (t/a) ;

C——水库工程费用 (元/m3) ;Q—土壤容重 (t/m3) 。

3.2.3 固碳制氧效益评估

固碳制氧的经济核算是一项比较新的研究。目前计算固碳量方法主要有3种:一是根据光合作用和呼吸作用方程式来计算固定CO2量;二是实验测定森林每年固定CO2的量, 即实测法;三是根据数学模型来估算森林每年固定CO2的量, 之后再进行固定CO2的价值核算。根据光合作用的过程可知, 林木每生产1 t干物质就可固定1.63t CO2, 释放1.2t O2。考虑到枯枝落叶每年分解消耗氧气与枝叶形成所释放的大致相等, 故可根据树干部分生物量来计算得到某一地区森林每年可固定CO2和释放O2的量, 再按森林固定CO2和释放O2的成本 (我国分别为273.3元/t和369.7元/t) 计算出该区森林固碳制氧成本:

其中Vo—某类森林的固碳效益 (元) ;Gi—某类树种的年生长量 (m3) ;Di—该树种木材绝干比重 (t/m3) 。

3.2.4 净化环境功能价值评估

目前, 森林生态系统的净化环境价值主要是对有毒气体的吸收、滞尘、灭菌和降低噪音等方面进行估算。主要采用市场价值法来衡量, 具体计算结果如下:

①森林生态系统减少酸雨危害的效益价值计算, 其中净化SO2的价值:根据《中国生物多样性经济价值评估》中采用SO2的平均治理费用评估公式为:

式中:Vs—森林净化SO2的价值;W—治理费用 (元/t) ;S1、S2—阔叶林和针叶林面积 (hm2) ;q1、q2—吸收SO2的能力 (t/hm2) 。

②杀灭病菌的价值:

式中:Vj—森林灭菌价值;T—林价;a—森林灭菌价值占森林总生态功能价值的比例系数, 一般取20%;q—林木单位蓄积量;A—森林总面积;x—森林直接实物性使用价值占森林有形和无形总价值的比例系数, 一般取10%。③净化HF、净化粉尘和降低噪声的价值跟净化SO2价值的核算方法相同。

综合以上各项, 森林净化环境的价值:

式中:C—森林净化环境的总价值;fi—第i项森林净化环境功能的价值;Wi1—第i项价值在总体中的权重;Wi2—其它因素对第i项功能的权重;W—权重系数, 是Wi1与Wi2之间的函数关系;D—与总价值有关的参数调整变量。

3.2.5 生物多样性价值评估

生物多样性经济价值是指生物多样性所包括的生态复合体以及与此相关的各种生态过程所提供的具有经济意义的价值。由于其量化具有一定的难度, 目前只是提出一些探索性的价值核算方法, 如直接市场价值法、替代花费法、防护费用法和支付意愿法等。美国在列举森林资源贡献时, 建议采用最优控制技术核算森林生物多样性中遗传基因多样性的价值。芬兰的Jukka Hoff ren 1996年采用森林多样性的机会成本来核算多样性的价值。我国制定了森林生物多样性的价值核算标准, 估算了不同地区每增加一公顷森林时生物多样性价值的增加值, 如在华南区森林生物多样性价格为5.94万元/hm2。在目前世界各国进行的24个森林生物多样性评估中, 仅有5个案例明确对其进行了核算, 且核算的方法各不相同。

4 结论与展望

4.1 从学术源头上理清思路, 才能建立科学的评估核算体系

森林生态系统服务价值在广义上接近于森林生态系统价值, 从狭义上来说, 森林生态系统服务价值是森林生态系统价值的重要组成部分, 按照国际上流行的说法, 森林生态系统商品的价值与森林生态系统服务价值共同构成了森林生态系统价值。从森林资源到森林生态系统服务, 再到森林生态系统服务价值, 再加上二者之间的区别和联系。目前, 学术界还没有公认地有说服力的结论, 想要建立科学的森林生态系统服务价值评估核算体系, 必须在学术源头上肃清障碍, 理清思路。

4.2 进一步揭示森林生态系统服务功能的价值

森林生态系统的价值是由其功能决定的, 即有什么样的功能, 就决定了具有什么样的价值。然而森林生态服务具有不确定性, 关于其功能, 学术界还未有定论, 并且生态服务的提供依赖于时空条件, 还需在时空尺度进一步揭示森林生态系统服务功能的价值, 为建立科学的森林生态系统服务价值评估核算体系奠定基础。

4.3 博采众长, 加强学科交流

生态服务价值的研究是一个交叉学科的研究领域。在关于生态服务价值的研究者, 既有来自经济学界的, 又有来自自然科学界的。其中, 经济学家提出了评估价值的方法, 而自然科学界揭示生态系统结构、功能与价值之间的相互关系。目前的研究人员大多来自生态学、环境科学, 缺乏经济学家的参与, 因此, 在评估方法研究、以及结果的运用等方面都受到了一定限制, 学科的交叉需要加强。

5 结语

由于森林生态系统服务本身具有多样性、森林生态过程与经济过程之间联系的复杂性以及自然过程的不确定性, 对森林生态系统服务进行核算难度极大, 无法作到准确无误, 但对做这一方面的研究还是非常有意义的。它不仅可以计算出森林生态系统服务相对量的近似值, 而且可以使森林生态系统服务的潜在价值范围明朗化, 为进一步研究储备基本信息数据库。我们确信, 随着科学技术的不断改进和提高, 人们对森林生态服务功能认识也在不断加深, 其价值评估体系必定会更加准确和完善。

摘要：概述了森林生态系统服务功能及森林生态系统服务价值的研究进展;主要论述了森林生态系统服务价值的基本特征, 即中国森林生态系统服务价值评估指标体系框架和生态学指标体系, 并对现阶段研究中存在的问题进行了讨论。

农业生态系统服务价值 篇2

生态系统服务功能及其生态经济价值评价

摘要：生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用.它不仅为人类提供了食品、医药及其它生产生活原料,更重要的是维持了人类赖以生存的生命支持系统,维持生命物质的生物地化循环与水文循环,维持生物物种与遗传多样性,净化环境,维持大气化学的.平衡与稳定.人们逐步认识到,生态服务功能是人类生存与现代文明的基础.近年来生态系统服务功能的研究已引起了人们的广泛重视,生态学家、经济学家纷纷探讨生态系统服务功能的内涵与定量评价方法,并已成为当前生态学与生态经济学研究的前沿课题.本文拟系统地分析生态系统服务功能的研究进展与趋势,生态系统服务功能价值的评估方法,并探讨生态系统服务功能及其与可持续发展研究的关系. 作者： 欧阳志云王如松赵景柱 Author： Ouyang Zhiyun  Wang Rusong  Zhao Jingzhu 作者单位： 中国科学院生态环境研究中心,北京,100080 期 刊： 应用生态学报   ISTICPKU Journal： CHINESE JOURNAL OF APPLIED ECOLOGY 年，卷(期)： , 10(5) 分类号： Q14 关键词： 生态系统服务功能    生态经济价值评价    可持续发展    机标分类号： X3 P96 机标关键词： 生态系统服务功能价值    生态经济    价值评价    生物地化循环    生态学    生命支持系统    持续发展研究    遗传多样性    平衡与稳定    经济学研究    现代文明    水文循环    生物物种    生态过程    生命物质    生产生活    评价方法    评估方法    净化环境    经济学家 基金项目： 中国科学院资助项目

喀斯特地区生态系统服务价值评估 篇3

关键词：喀斯特地区；生态系统服务价值；土地利用

中图分类号： S181.6文献标志码： A文章编号：1002-1302（2015）02-0314-03

收稿日期：2014-04-07

基金项目：国家重点基础研究发展计划（“973”计划）项目（编号：2012CB723202）；贵州省国际科际合作计划项目[编号：黔科合外G字（2012）7022号]。

作者简介：才林（1985—），男，吉林辉南人，硕士，研究方向为地理信息系统与遥感。 E-mail：cll2405@163.com。

通信作者：周忠发，教授，博士生导师。 E-mail：fa6897@163.com。生态服务价值是指生态系统与生态过程所形成并维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用，是人类生存与现代文明的基础[1]。土地作为自然生态系统的载体，是人与自然交叉最为密切的环节，土地利用的变化必然影响生态系统的结构和功能[2]，从而引起生态系统服务价值的变化，同时土地利用变化驱动下的生态系统服务价值变化可作为生态环境效应的量化指标[3]。因此，研究土地利用变化情况下区域生态系统服务价值的变化，对于了解土地利用变化的生态环境效应具有重要意义。近年来，Costanza和谢高地等的研究结果被广泛应用于省（市）、县等不同空间尺度的生态系统服务价值评估，其中根据土地利用变化对生态系统服务价值的研究也得到广泛的开展[4]，以喀斯特地区为研究区的研究主要集中于生态服务功能的时空变化、喀斯特生态系统水文功能、茂兰喀斯特原始森林生态系统服务、次生林恢复后生态服务评估等方面。贵州省是喀斯特分布面积广且集中的省份之一，是西南地区石漠化最为严重的省份[5]，其中花江示范区是贵州高原上一个典型的喀斯特峡谷区域，区内生存环境恶劣、人地矛盾突出，是贵州严重贫困地区之一。由于社会经济的发展和各种石漠化治理工程的相继实施，花江示范区的土地利用/覆被发生了较大变化，导致区域生态系统服务功能发生相应的变化。因此，对花江示范区基于土地利用变化的生态系统服务功能进行估算，有利于为该地区在今后发展中土地利用结构的优化提供参考依据。

1花江示范区概况

花江示范区位于贵州省西南部，贞丰县和关岭县交界处的北盘江中游花江峡谷段，东经105°36′30″～105°46′30″、北纬25°39′13″～25°41′00″，总面积51.62 km2，2010年年底总人口8 612人，人口密度167人/km2；区内碳酸盐岩占95%以上，喀斯特地貌极为发育，地形破碎，基岩裸露率高，石漠化面积占总面积的54.69%，海拔500～1 200 m，相对高差700 m，是贵州高原上一个典型的喀斯特峡谷区域（图1）。年均温18 ℃，年降水量1 300 mm，水热组合条件适宜发展林业；区内地块分布极不连续，土地利用以旱地为主，水田极少，坡度≥25°的土地占区域总面积的87%，平地面积仅占2%，土壤仅存于喀斯特溶隙和洼地之中，宜耕地资源不足，土層浅薄，保水性、耐旱性差，耕地质量差，中低产土地比例大，多为坡耕地，长期滥垦滥伐，重用轻养，土地生产力不断下降，土壤营养元素流失，农业产量较低。近年来逐步投入退耕还林（草）、水土保持、经果林种植等项目，区内生态环境和社会经济得到较大改善。

2土地利用变化特点分析

2.1数据来源及分类

以2000年、2005年、2010年花江示范区遥感影像为基础，通过人工目视解译与计算机遥感图像自动解译分类，选取验证点进行野外实地验证室内解译结果，提取3个时期的土地利用信息。参照国家通用的土地利用分类标准《土地利用现状分类》（GB/T 21010—2007）且考虑到花江示范区的实际情况，将花江示范区土地利用解译为耕地、园地、林地、草地、交通运输用地（公路）、水域、裸岩石砾地、农村居民点和独立工矿用地共9种土地利用类型。根据研究区土地分类情况统计出不同土地利用类型的面积及变化情况。

2.2土地利用变化情况分析

对花江示范区土地利用变化情况，引入土地利用类型动态度（K）进行描述，它是指某区域一定时间范围内特定土地利用类型规模的变化速率，并且能够预测未来土地利用的变化趋势[6]。

K=Ub-UaUa×1T×100%。

式中：Ua、Ub分别为研究初期及研究末期某一种土地利用类型的数量；T为研究时段。

2000—2010年花江示范区各类土地利用变化情况见表1。土地利用总体趋势是：独立工矿用地面积增加最多，为2000年的两倍多，动态度高达11.38，水域其次，增加面积达41.52 hm2，增加率为56.28%；农村居民点略有增加，其他土地利用类型面积都在减少。其中耕地减少最多，其次是草地，减少率分别为-85.73%、-49.00%；裸岩石砾地减少最小，减少率仅为-0.86%。耕地方面，2000-2010年，耕地面积持续减少，但2005年以前减少缓慢，减少率仅-1.23%，2005—2010年减少率大增；另一方面，以2005年为节点，园地、林地和裸岩石砾地呈先增后减的趋势，但增加面积较小，减少面积较大。相反，草地面积变化规律为先减后增，减少面积大，增加较缓慢。

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3生态系统服务价值核算

3.1生态系统服务价值系数获取

1997年Costanza等人的研究成果使生态系统服务价值评估的原理与方法从科学意义上得以明确[7]。鲁春霞等人根据中国的实际情况，制定了中国陆地生态系统单位面积生态服务价值表[8]。根据生态价值服务价值表，生态系统类型与土地利用类型并不是一一对应的，但二者之间关系密切。由于贵州是典型的喀斯特省份，生态环境较为脆弱，各生态系统服务价值必然受到自然环境本底條件的制约，在全国水平的估算中空间异质性往往被低估，因而贵州的生态价值系数会低于全国水平。基于此刘宇等人参照Costanza的研究成果以及谢高地等人提出的中国陆地生态系统单位面积生态服务价值表（表2），并结合贵州实际情况，计算出了与贵州省土地利用类型相对应的生态系统类型及其生态价值系数（表3）[9]。为了便于计算和结果比较，统一采用刘宇等人的贵州生态系统服务价值系数进行研究区生态服务价值计算，此外，把每种土地利用类型与最接近的生态系统类型结合起来，从而得出每种土地利用类型单位面积的生态服务价值。其中，耕地与农作物对应，园地兼有林地与草地双重特性，故取二者平均值，裸岩石砾地取荒山对应值，交通运输用地、农村居民点和独立工矿用地属建设用地范畴，生态价值系数为负值。

3.2生态系统服务价值计算

生态系统服务价值计算公式：

ESV=∑Ak×VCk。

式中：ESV是生态系统服务价值（元）；Ak是研究区第k种土地利用类型分布面积（hm2）；VCk为生态价值系数[元/（年·hm2）]，即单位面积生态系统服务的价值。

总体上，花江示范区2000—2010年耕地、园地、林地、建设用地和裸岩石砾地的生态系统服务价值呈下降趋势，其中园地、林地和裸岩石砾地一度出现小幅上涨，而草地和水域的生态系统服务价值则呈上升趋势 但草地生态系统服务价值在2005年曾出现大幅下降。从各个时段上看，2005年耕地和草地的生态服务价值下降比率大，2010年又大幅回升，主要是2005年耕地、草地退化后环境问题加重，继而开展的石漠化综合防治的主要手段之一就是实施退耕还林还草，其生态服务价值随面积增减而变化。园地、林地生态系统服务价值略有减小但变化率不大。建筑用地的生态系统服务的影响通常为负面的，其生态系统服务价值取负值，其在生态系统服务中的比例全部取零[10]。裸岩石砾地就是喀斯特地区存在石漠化隐患的区域，2005年裸岩石砾地面积有所增加，极大可能是不合理的人类活动导致的水土流失加重，2005—2010年通过环境治理与开发，该部分的利用类型得以向其他利用方式转化。水域面积和生态服务价值在2005年至2010年增长，人工储水蓄水工程的实施是实现增长的主要原因（表4、图2）。

5结论

整个花江示范区2000—2010年的生态系统服务价值总体上是增长的，2010年生态系统服务价值比2000年增长了5.085 6×107元，变化率高达81.11%，说明近年来退耕还林还草、封山育林、小流域综合治理、经果林种植等石漠化治理工作的开展取得了一定成效，生态环境质量有所提高。各年的生态价值构成中，2000年和2005年都是林地的贡献率最大，分别达到49.76%、55.85%，2010年时草地的贡献率最大，高达58.27%，三个时期的建设用地生态系统服务价值贡献率都是最低，在今后的发展中应严格控制建设规模，引导土地利用方式向生态服务价值高的土地利用类型转变。

生态系统服务价值的评估虽然能为花江示范区生态系统恢复和建设提供一定参考，但估算过程中有可能存在一些偏差或不足：（1）Costanza、谢高地等人计算的中国不同陆地生态系统单位面积生态服务价值固然不能体现出喀斯特地区的特殊性，但刘宇等人计算出的与贵州省土地利用类型相对应的生态系统类型及其生态价值系数是否考虑了全部的生态系统服务，对这些生态系统的估价是否准确需要进一步研究；（2）花江示范区是贵州典型的喀斯特区域，生态环境较差，采用整个贵州范围内的生态系统服务价值系数来对其进行估算，花江示范区的空间异质性也可能出现被低估的情况；（3）计算中将裸岩石砾地与未利用土地对应，园林系数取林地和草地的平均值可能会造成计算结果与实际情况有一定的偏离。

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水生态系统服务价值评估方法分析 篇4

关键词：水资源,生态系统,价值评估

水作为一种特殊的生态资源, 不仅提供了维持人类生活和生产活动的基础产品, , 还具有维持自然生态系统结构、生态过程与区域生态环境的功能。但是随着经济社会的快速发展, 人类对水资源需求量的增加, 大量污染物的排入, 以及森林特别是河岸植被带的破坏, 使得水生态系统的水质和水量受到极大破坏, 诸多服务功能也因此而逐渐丧失。水生态系统服务功能的价值评价是水资源纳入国民经济核算体系的前提。因此, 开展水资源生态系统价值评估具有十分重要的理论科学意义, 且对促进经济发展与环境保护并重的水资源可持续利用的生态经济管理模式具有重要的现实意义。

一、价值评估方法

从资本市场的角度来看, 随着对自然资本及其服务功能的评估研究的深入, 生态资本价值的评估研究方法可以根据市场发展情况分为:

(1) 直接市场法。对于具有实际市场价值的生态资本, 根据能提供的生态产品或服务的市场价格作为其价值, 因为市场价格中已经包括了交易主体对生态资本价值的客观评价。评估方法主要有市场价值法、机会成本法、影子工程法、人力资本法等。

(2) 替代市场法。有些生态资本虽然没有直接的市场和市场价格, 但是有相关替代产品或服务的市场和价格, 通过替代品的价值间接地得到生态资本的价值。这是以影子价格和消费者剩余来估算生态资本的价值, 主要包括旅行费用法。

(3) 模拟市场法。对于没有市场交易价格的生态资本, 只能人为地构造假想市场来衡量生态资本发挥作用的价值, 通过询问来得到大众对生态资本的支付意愿或受偿意愿来估计生态资本的价值。它以支付意愿和净支付意愿来表达生态服务功能的经济价值, 其评价方法有条件价值法。

1、直接市场法

市场价值法通过市场价值体现生态系统服务的价值, 是对市场价格的生态系统产品和功能进行估价的一种方法。这种方法通过定量地评价某种生态服务功能的效果, 再根据这些效果的市场价格来估计其经济价值。例如, 森林每年提供的木材和林副产品的价值。市场价值法是计量资源经济价值最基本、最直接也是最广泛使用的一种方法。这种方法把生态环境作为生产要素, 生态环境质量的变化导致生产率和生产成本的变化, 从而使生产量和利润的改变, 而这两者是可以用市场价格计算的。

机会成本法常用来衡量决策的后果。所谓机会成本, 就是作出某一决策而不作出另一种决策时所放弃的利益 (毛文永, 1998) 。任何一种自然资源的使用, 都存在许多相互排斥的备选方案, 为了作出最有效的选择, 必须找出社会经济效益最大的方案。资源是有限的, 且具有多种用途, 选择了一种方案就意味着放弃了使用其它方案的机会, 也就失去了获得相应效益的机会, 把其它方案中最大经济效益, 称为该资源选择方案的机会成本。如, 政府想把一落差较大的河段开发为水力发电, 那么开发成为水力发电的机会成本, 就是该河段处于原有状态时所具有的全部效益之和。

影子工程法是在水生态系统被破坏后, 人工建造一个工程来代替原来的水生态系统服务功能, 用建造新工程的费用来估计水生态系统破坏所造成的经济损失的一种方法。当生态系统服务功能的价值难以直接估算时, 可借助于能够提供类似功能的替代工程或影子工程的费用, 来替代该生态系统服务功能的价值。

影子工程法来源于对影子价格的应用。对于生态系统来说其提供的服务功能是以整个系统的存在为前提的, 这种功能所产生的效益无法应用市场价格来决定, 影子价格仅能从微观的产品角度进行估价, 并不具备从功能 (例如防洪蓄水功能) 角度对其进行评估。所以人们设想通过建造一项可以实现生态系统某一特殊功能的工程 (建设水库) 来间接评估生态系统的价值。建造该工程的所有花费即为该生态系统服务功能的价值。

人力资本法是通过市场价格和工资多少来确定个人对社会的潜在贡献, 并以此来估算环境变化对人体健康影响的损失。在污染环境下生活和工作人会生病或过早地死亡, 耽误生产或丧失劳动力, 因而不能与正常人一样为社会创造财富, 而这又需要社会负担医疗费、丧葬费, 还要他人的护理, 因而又耽误了他人的劳动工时, 这些都是社会的经济损失。人力资本是指体现在劳动者身上的资本, 包括劳动者的文化知识、技术水平以及健康状祝等。环境恶化对人体健康造成的损失主要有三方面:因污染致病、致残或早逝而减少本人和社会的收入;医疗费用的增加;精神和心理上的代价。

2、替代市场法

旅行费用法是通过往返交通费、门票费、餐饮费、住宿费、设施动作费、摄影费、购买纪念品和土特产的费用、购买或租借设备费, 以及停车费和电话费等旅行费用资料, 确定某项生态系统服务的消费者剩余, 并以此来估算该项生态系统服务的价值。

旅行费用法有三种形式:总支出法, 以游客的费用总支出作为旅游价值;区内支出法, 以游客在自然景观区支出的费用作为旅游价值;部分费用法, 仅以游客支出的部分费用作为旅游价值。台湾1984年对全省森林游憩资源进行价值评估时, 使用的方法之一就是总支出法。

3、模拟市场法

由于公共商品没有市场交换和市场价格, 因此无法通过市场交换和市场价格估计。目前, 西方经济学发展了假设市场方法, 即直接询问人们对某种公共商品的支付意愿, 以获得公共商品的价值, 这就是条件价值法, 也叫调查评价法、支付意愿调查评估法。条件价值法是生态系统服务功能价值评估中应用最广泛的评估方法之一, 适用于缺乏实际市场和替代市场交换商品的价值评估, 如评价空气和水的质量;娱乐 (包括垂钓、狩猎、公园和野生动物) 效益;无市场价格的自然资源 (如森林和荒野地) 的保护价值;生物多样性的选择价值、遗产价值、尤其是存在价值的评价等。

条件价值法从消费者的角度出发, 在一系列假设前提下, 假设某种“公共商品”存在并有市场交换, 通过调查、询问、问卷、投标等方式来获得消费者对该“公共商品”的WTP (支付意愿) 或NWTP (净支付意愿) , 综合所有消费者的WTP和NWTP, 即可得到环境商品的经济价值。根据获取数据的途径不同, 又可细分为:投标博弈法、比较博弈法, 无费用选择法、优先评价法和德尔菲法等。

4、方法比较

主要生态系统服务功能价值评估方法优缺点分析比较见表。通过分析比较可以看出, 生态系统服务功能价值评估方法各有优、缺点。总体看来, 直接市场法的可信度最高, 模拟市场法可信度最低。故在对评估方法选取时, 应遵循以下基本原则:首选直接市场法, 若条件不具备则采用替代性市场法, 当两种方法都无法采用时才用模拟市场法。

二、能值分析法

生态系统价值核算的最大困难是生态系统服务并不完全存在直接市场表现, 因而没有货币表示的市场价格。而替代市场法和意愿调查法受主观因素的影响较大, 因此得出的结果与真实的结果会有不同程度的偏差。另外, 由于传统的价值评价方法的测度体系不同, 测量标准也不同, 因此在度量生态系统的价值时, 不能将其简单地予以相加合计。以能值理论为基础的价值评价方法则可以很好地弥补传统方法的局限性。

能值 (emergy) 由美国著名生态学家H.T.Odum创立。能值的定义为:一流动或储存的能量所包含另一种类别能量的数量, 称为该能量的能值 (H.T.O d u m, 1987) 。即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总量, 就是其所具有的能值 (Odum, 1996) 。应用能值可以把能流、物流与货币流综合起来, 客观反映自然和人类经济活动的本质和规律, 衡量真实的财富。能值分析以能值为基准, 把生态系统或生态经济系统中不同种类, 不可比较的能量转换成统一标准的能值来衡量和分析, 从中评价其在系统中的作用和地位, 解决了经济学家和环境经济学家在环境价值评估中所遇到的统一性和准确性问题。在实际应用中以太阳能值为标准, 衡量任何类别的能量, 单位为太阳能焦耳, 缩写sej。在松花江流域水生态系统价值估算中采用能值分析方法, 它是建立在能值系统理论基础上, 以自然价值论为依据, 人为因素影响很小, 结果可信度较高。能值分析法从能量输入和反馈研究松花江水生态系统价值, 探讨水的能值收支平衡中所发挥的效益价值。

能值价值理论赋予了生态系统价值新的内涵, 并为生态系统价值评估提供一条新的思路与方法。但由于水资源生态系统问题的复杂性以及水文循环本身的人为干扰性等, 能值价值理论在水资源生态系统价值评估中的应用研究还需要进一步深入。

参考文献

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[3]、江海洋, 王秋兵.森林生态系统服务功能价值估算的研究内容及方法.辽宁林业科技.2003, (5) :27～30

[4]、蓝盛芳, 钦佩, 陆宏芳.生态经济系统能值分析, 北京:化学工业出版社.2002:130

农业生态系统服务价值 篇5

由于经济的发展,人们对生态系统资源的.利用增加,但同时也给生态系统服务功能造成一定的破坏.以中国经济发展较快的沿海地区为例,对我国沿海地区的生态系统服务功能与经济发展之间的关系进行初步的分析和评价,并对今后我国沿海地区经济发展的方向提出建议.

作 者：杨明钗 YANG Ming-chai  作者单位：福建沙县官庄国有林场,福建,沙县,365503 刊 名：南昌工程学院学报 英文刊名：JOURNAL OF NANCHANG INSTITUTE OF TECHNOLOGY 年，卷(期)： 28(1) 分类号：Q948 关键词：生态系统服务功能   中国沿海地区   直接市场价值法   生态经济价值  

扎龙湿地生态系统服务功能价值评估 篇6

1 扎龙湿地概况及其生态系统服务功能

1.1 扎龙湿地概况

扎龙湿地地处黑龙江省西部、齐齐哈尔市东南26.7,包括齐齐哈尔市铁峰、昂昂溪两区、富泰来县和大庆市的林甸县、杜尔伯特蒙古族自治县的交接区域,总面积2100,其中湿地面积1240。扎龙湿地自然保护区地理坐标为北纬46°48′-47°31′30″,东经123°51′30″-124°37′,是以鹤类等大型水禽为主题的珍稀鸟类和湿地类型的国家级自然保护区,1992年被列入国际重要湿地名录,是我国北方同纬度地区中保留最完整、最原始、最开阔的湿地生态系统。

1.2 扎龙湿地生态系统服务功能

根据Costanza等[1]对生态系统功能的划分,扎龙湿地的生态系统服务功能主要有以下几个方面:物质生产、调节气候、调蓄水量、净化水质、生物多样性保育、教育与科研、休闲娱乐等。

1.2.1 物质生产

主要资源植物为芦苇和羊草,扎龙湿地为我国三大芦苇产区之一,同时也是主要保护鸟类———丹顶鹤的主要栖息、繁殖场所;羊草草质好,产量高,远销京津地区和日本。扎龙湿地有国家重点保护鸟类35种,是多种鸟类南北迁徙的途径和主要停歇地。以丹顶鹤为主的鹤类在扎龙湿地数量最多,鹤类繁殖种群约占世界鹤类总数的17.3%,其中一级保护鸟类有丹顶鹤、白鹤、白头鹤,二级保护鸟类有白枕鹤、灰鹤和蓑衣鹤[2]。湿地内大面积的芦苇沼泽和湖泊蕴藏着丰富的鱼类资源。

1.2.2 调节气候

生态系统通过光合作用和呼吸作用与大气交换CO2和O2,从而对大气中的CO2和O2动态平衡起着重要的作用。

1.2.3 调蓄水量

扎龙湿地是乌裕尔河、双阳河洪水的主要集散区域,对洪水有较大的调蓄作用[3]。根据1991年和1998年两个洪水典型年实测资料分析,进入扎龙湿地的年径流量分别为8.32亿m3和14.47亿m3。另外,由于扎龙湿地以无数小型浅水湖泊和广阔的芦苇沼泽和草甸沼泽草原为主要特征,芦苇在降雨的主要月份生长旺盛,具有巨大的蓄水能力。

1.2.4 净化水质

湿地被誉为“地球之肾”,具有减少水体污染的作用,尤其是对氮、磷等营养元素以及重金属的吸收、转化和滞留有较高的效率。扎龙湿地对各水质参数的平均净化率为38.4%[3]。芦苇是扎龙湿地的优势植被,通过收割芦苇可以实现对污染物的净化。

1.2.5 生物多样性保育

扎龙湿地植被分为草甸草原植被、草甸植被、沼泽植被、水生植被4种类型。其中高等植物有525种,隶属70科,以芦苇、羊草为优势种;昆虫类有277种,隶属于11目65科;鱼类有51种,隶属6目9科;两栖类有4科6种;爬行类仅有鳖和麻蜥两种;鸟类约265种,隶属17目48科;兽类21种,隶属5目12科。扎龙湿地共记录有国家级保护鸟类41种,其中国家一级保护鸟类7种,国家二级保护鸟类37种。

1.2.6 教育与科研

扎龙湿地原始的湿地自然景观、丰富的生物资源、重要的鹤类保护区,吸引着国内外的学者对扎龙湿地进行科研考察。其中东北师范大学、大连理工大学、东北林业大学和黑龙江水利水电勘测设计研究院等,都在扎龙湿地设立了研究站,对湿地的水文、地貌、鹤类资源等进行研究,对湿地的保护和恢复起到了重要作用。

1.2.7 休闲娱乐

扎龙湿地建成了以保护区管理局为中心的人工园林,1984年开辟了3条观鸟线路,形成了以观鸟和湿地观光为主的网络结构,游人可步行或乘船以观赏原始的湿地景观[4]。

2 扎龙湿地生态系统服务功能价值评估方法

生态系统服务功能价值评估方法,因其功能类型不同而不同。本文采用的方法主要有市场价值法、碳税法和工业制氧法、影子工程法、生产成本法、替代法等对扎龙湿地的生态系统服务功能进行价值评估。

2.1物质生产价值

物质生产功能价值采用市场价值法进行评估。计算公式如下:

式中:V为物质产品价值,Si为第i类物质的可收获面积,Yi为第i类物质的单产,Pi为第i类物质的市场价格。产品市场价格参考年国家物价年鉴以及当地实际物价。在芦苇价值的估算中,可收获面积按总面积的50%计算,见表1。

2.2 调节气候价值

调节气候价值采用碳税法,它是一种由多个国家制定的旨在削减温室气体排放的税收制度,就是对二氧化碳的排放进行收费来确定二氧化碳排放损失价值的方法。计算公式如下:

植物体生长162g多糖有机物质,可释放192g,即植物体每积累1g干物质,可以释放1.19g,根据国际碳税标准(1291元/t)与我国造林成本的平均值(260.9元/t)及工业制氧影子价格(0.4元/kg),将生态指标换算成经济指标,从而得出固定释放的价值。由此可推断出生态系统释放的量及其价值为:

式中,Mnpp为生态系统单位面积生产的干物质量(kg/hm2);Cf-O2为释放单位质量O2的造林成本,目前较多采用0.3529元/kg;Cp为工业制氧的成本,现在较多采用0.4元/kg;VO2为生态系统释放的价值(表3)。

2.3 调蓄水量价值

湿地的蓄水量价值可用影子工程法进行计算。湿地蓄水量的计算公式如下:

式中:Q为总调蓄水量,Si为第i类土地利用类型面积,Di为第i类土地利用类型的蓄水深度。湿地调蓄水量总价值为总调蓄水量与库容成本的乘积。每1 m3的库容成本按0.67元计算,见表4。

2.4 净化水质价值

运用生产成本法对扎龙湿地净化水质的价值进行评估,目前国家二级污水处理厂处理污水的成本为10000元/104t,其中包括吨水投资成本、吨水运行费、吨水污泥处理运行费等。经乌裕尔河或直接排入扎龙湿地的工业废水总量每年约为910万t,其中化学耗氧量5880t,5日生化耗氧量3203.3t,悬浮物2319.4t,氨氮8.39t[6]。

2.5 生物多样性保育价值和教育与科研价值

采用替代法对扎龙湿地的生物多样性保育价值进行初步评估,分别采用我国单位面积湿地生态系统价值与全球单位面积湿地生态系统价值的平均值,作为扎龙湿地的生物多样性保育价值和教育科研价值进行计算[1,7],见表5。

2.6 休闲娱乐价值

由于时间和经费的限制,无法详细的调查扎龙湿地的旅游资料,故引用崔丽娟对扎龙湿地的休闲娱乐价值的评估值[8]。

2.7 扎龙湿地总价值

扎龙湿地总价值=物质生产价值+调节气候价值+调蓄水量价值+净化水质价值+生物多样性保育价值+教育与科研价值+休闲娱乐价值等。

3 评估结果

对扎龙湿地生态系统服务功能划分为7种类型,算得扎龙湿地生态系统服务功能价值为23.34亿元/a,各项服务价值的评估结果见表6。

其中扎龙湿地中教育与科研、调节气候、生物多样性保育、调蓄水量的价值较高,其次为物质生产、休闲娱乐和净化水质。

3.1扎龙湿地单位面积服务功能价值为1.11万元/hm2·a,是全国生态系统服务功能价值的2倍[9]。这说明湿地生态系统的服务价值很高,与全球生态系统服务功能中湿地价值最高相一致。

3.2扎龙湿地的教育与科研的价值最高,占总价值的33.42%,是因为教育与科研的价值评估采用我国单位面积湿地生态系统价值与全球单位面积湿地生态系统价值的平均值作为扎龙湿地的教育科研价值进行计算,而全球湿地的教育和科研价值非常高,是我国相应价值的18.45倍。

3.3扎龙湿地是以鹤类等大型水禽为主题的珍稀鸟类和湿地类型为保护对象的自然保护区,所以湿地的生物多样性保育的价值比较高,符合实际情况。

3.4扎龙湿地净化水质的价值较低,主要是因为只考虑了流入湿地的工业废水,而没有考虑农业非点源污染的情况,实际上扎龙湿地的净化水质的价值更高。

3.5随着扎龙湿地水资源的短缺,湿地调蓄水量价值仅占总价值的14.27%,但据资料分析,扎龙湿地1998年的最大蓄水量达到了10亿m3,说明扎龙湿地还有很大的蓄水空间。

4 讨 论

4.1 扎龙湿地生态系统服务功能价值变化

扎龙湿地服务功能的价值很高,达到23.34亿元/a,但与前人对扎龙湿地服务功能的评估相比,湿地的价值减少了83.82亿元/a,其中变化最大的是净化水质价值,由1999年的72.81亿元/a减少为0.0455亿元/a,其次为教育与科研价值和物质生产价值,而调蓄水量,生物多样性保育和调节气候的价值变化不大。扎龙湿地生态系统服务功能价值变化的主要原因有两方面:一方面是湿地生态破坏严重。根据扎龙湿地的资料可以看出,扎龙湿地近年来由于周边人口的增加,水利工程的修建,使湿地的面积在不断的减少,水资源短缺、水质恶化,导致扎龙湿地的服务功能降低。因此,要充分认识到湿地的各种价值的重要性,保护并恢复湿地功能,维持生态系统的平衡,促进湿地的可持续发展。另一方面是评估方法不同。虽然近年来对湿地的研究较多,但湿地服务功能价值评估仍处于探索阶段,且没有统一的标准与方法,不同的人对同一价值采用不同的方法,导致不同的评估结果。例如对净化水质价值的评估,采用Costanza研究得到的单位面积湿地的净化水质的价值来推算,与运用生产成本法对扎龙湿地净化水质的价值进行评估,相差甚大。

4.2 湿地服务功能价值评估有待深入研究

对扎龙湿地生态系统服务功能价值的评估,只是对现有主要价值的估算,并不能代表扎龙湿地的真正价值。随着扎龙湿地研究的深入,湿地的真正价值会渐渐的被人们认识。因此,初步研究扎龙湿地的价值及其变化,可以引起决策者的重视,并为管理者提供依据。另外,湿地生态系统服务功能还有待于进一步的深入研究,如湿地对当地温度的影响,在全球变化中所起的作用、湿地生态系统中的关键种、生物多样性对生态系统功能的作用等。

摘要：本文在分析了扎龙湿地生态系统服务功能的基础上,利用市场价值法、造林成本法、影子工程法、替代费用法等方法,对扎龙湿地的生态系统服务功能进行了价值评估。结果表明,扎龙湿地总的服务价值为23.35亿元/a,其中,教育与科研的价值最高,占总价值的33.4%,其次为调节气候与生物多样性保育的价值,分别占21.81,%20.84%。

关键词：扎龙湿地,生态系统服务功能,价值评估

参考文献

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[8]崔丽娟.扎龙湿地价值货币化评价[J].自然资源学报,2002,17(4):451-456.

广州市湿地生态系统服务价值分析 篇7

近年来, 随着社会经济的发展, 生态系统服务价值的研究已引起人们广泛关注, 生态学家、经济学家纷纷探讨生态系统服务价值的内涵与定量评价方法, 对区域生态系统服务和自然资本的变动进行评价。依据Constanza等人[3]和国内湿地生态服务价值研究[4]的理论和方法, 对广州市湿地生态系统服务价值进行估算和分析, 以使人们更加明确地认识到, 湿地对调节气候、蓄洪防旱、固岸护堤、降解污染、保护生物多样性等生态功能和经济、社会可持续发展的重要作用。

1 广州市湿地概况

根据《全国湿地资源调查与监测技术规程》的分类标准, 结合广东省及广州市的实际情况, 广州市林业主管部门将广州市湿地分为5大类13种类型, 详见表1。

表中统计数字表明, 广州市湿地总面积为86178.7hm2, 约占全市国土总面积 (747340hm2) 的11.6%。其中近海及海岸湿地面积最大, 为39286.4hm2, 占全市湿地总面积的45.6%;其次是库塘湿地, 面积为35933.1hm2, 占全市湿地总面积的41.7%, 两者相加占了全市湿地总面积的87.3%。

2 广州市湿地生态系统服务功能价值评估方法

根据生态系统服务的概念及内涵[5], 结合广州市湿地生态系统类型、结构和生态过程的特点, 把广州市湿地生态系统服务功能划分为物质生产功能 (湿地产品生产) 、环境调节功能 (大气调节、水分调节、污染净化、重要物种栖息地、消浪促淤护岸) 、人文社会功能 (旅游、教育科研) 三大类[6]。依广州市2008年统计年鉴, 在广州市林业主管部门2006年的湿地调查数据的基础上, 运用市场价值法、造林成本法、工业制氧成本法、影子工程法、污染防治成本法、生态价值法等评价方法, 分逐项估算广州市湿地生态系统服务功能的经济价值。

3 广州市湿地生态系统服务价值评估

3.1 物质生产功能及价值

广州市湿地生态系统提供的物质产品主要有水产品 (海水产品、淡水产品以及芦、海草、莲藕等。湿地物质产品生产功能价值采用市场价值法进行估算[7], 计算公式为:

式中:V为剩质产品价值, Yi为第i类物质的产量, Pi为第i类物质的市场价格。2007年广州市水产品年产量41.2万t, 按照当年水产品价格1.05万元/t计算, 渔业总产值43.26亿元;其它如芦苇、海草等因产量不高, 产值较低, 可忽略不计。因此可以得到广州市湿地物质生产功能总价值约为43.26亿元。

3.2 环境调节价值

3.2.1 大气调节价值。

湿地对于大气调节的正效应主要是指通过大面积挺水植物芦苇、海草、红树林以及其他水生植物的光合作用固定大气中的CO2, 向大气释放O2。根据光合作用方程式, 生态系统每生产1.00 kg植物干物质, 即能固定1.63 kg CO2, 能释放1.20kg O2。广州市芦苇、海草、红树林以及其他水生植物群落生物量平均按2778kg/hm2·年[5]计, 广州市湿地生态系统形成的植物干物质为19056t, 可固定CO231061t, 释放O222867t。湿地固定C02功能价值采用造林成本法进行估算, 我国的造林成本为260.90元/t[7], 由此得出广州市湿地吸收C02功能价值为810万元;湿地释放O2功能价值采用工业制氧成本法进行估算, 我国工业制氧成本为0.4元/kg[8], 由此得出广州市湿地释放02功能价值为915万元。由此, 广州市湿地生态系统的大气调节价值=固定CO2价值+释放O2价值, 其结果为0.1725亿元。

3.2.2 水分调节价值。

湿地生态系统具有强大的蓄水和补水功能, 即在洪水期可以蓄积大量的洪水, 以缓解洪峰造成的损失, 同时储备大量的水资源在干旱季节提供生产、生活用水。由此, 湿地生态系统的水分调节功能与水库的作用非常相似, 其水分调节功能价值可采用影子工程法进行计算。依据广州市重点湿地调查结果和统计年鉴数据, 流溪河水库和其它较大型的蓄水区的湿地面积共有5992.8hm2, 库容量为3.9756亿m3, 市内2007年河川径流量为42.亿m3。按照我国每建设1m3水库库容投入成本为0.67元 (1990年不变价) [9]计算, 可得到广州市湿地生态系统水分调节功能价值为30.8036亿元。

3.2.3 污染净化价值。

湿地被誉为“地球之肾”, 具有降解和去除环境污染的作用, 尤其是对氮、磷等营养元素以及重金属元素的吸收、转化和滞留具有较高的效率, 能有效降低其在水体中的浓度;湿地还可通过减缓水流, 促进颗粒物沉降, 从而将其上附着的有毒物质从水体中去除。湿地的污染净化价值可采用污染防治成本法[10]进行计算。

假设进入湿地的污染物没有使水体整体功能退化, 即可认为湿地起到了净化污染的功能。广州入海河流和近岸海域是水污染物的主要接纳水体, 水污染物主要来源于工业污水和生活污水。2007年全市废水排放总量为12.775亿t, 根据近岸海域监测点的监测情况分析, 各海域的水质若按功能区标准衡量, 达标率为48.1%, 由此可近似地认为, 广州湿地生态系统净化污水的物质量为6.1448亿t。按照广州市2007年的污水处理费用0.7元/t计算, 广州市湿地生态系统污染净化功能价值为4.3013亿元。

3.2.4 栖息地价值。

广州市湿地是陆地、淡水和海水生态系的复合生态系统, 大面积的芦苇沼泽、浅海、滩涂和河流、湖泊, 为野生动、植物的生存提供了良好的栖息地。据调查, 广州市有湿地鸟类200多种, 分属8目15科, 湿地鸟类中有世界濒危鸟类黑脸琵鹭和黑嘴鸥, 有国家一级保护鸟类1种, 二级保护鸟类8种;有湿地鱼类153种, 分属14目56科;有湿地兽类28种, 两栖类30种, 爬行类55种;有湿地高等植物431种, 分属119科253属。由此可见, 广州市湿地生物多样性极为丰富, 具有重要的生态保护价值和研究价值, 据统计, 广州市目前湿地保护区总面积约为5200hm2 (含缓冲区在内) 。目前发达国家用于自然保护区的投入每年约为2058$/km2, 发展中国家也达到157$/km2, 而我国仅为52.7$/km2。根据广州市湿地提供生物栖息地服务功能的重要性, 应以发达国家和发展中国家每年用于自然保护区投入费用的平均值1107.5$/km2为准, 人民币汇率按1:7.5计算, 运用生态价值法, 算得广州市湿地为生物提供栖息地的生物多样性保育价值为0.4319亿元。

3.2.5 消浪促淤护岸价值

根据LedouxL的研究成果[11], 岸滩防御风暴潮的价值为9140$-30760$/hm2。考虑到广州海域南亚热带强风暴潮和海浪灾害出现的频次, 本次取其中间值 (折合人民币149625元/hm2) 进行计算。广州市近海及海岸湿地中的滩涂、岩石性海岸和三角洲湿地都具有护岸功能, 这三类湿地的总面积为39286.4hm2, 应用专家评估法[12]可估算出广州市湿地每年消浪促淤护岸功能的经济价值为58.7823亿元。

3.3 人文社会服务价值

3.3.1 休闲旅游价值。

近些年, 广州市湿地的休闲娱乐功能受到省内外游客的高度重视, 以广州重要湿地为依托而开发的科普教育型旅游景区、景点吸引了越来越多的旅游人数。据广州市旅游局统计, 2007年广州市全年接待过夜国内外游客3338万人次, 旅游总收入为798.15亿元。由于缺乏湿地旅游人数统计数据, 本次采用广州市单位面积旅游效益10.7万元/hm2的10%作为广州市湿地旅游价值的估算参数, 广州市湿地总面积有86178.7 hm2, 则广州市湿地的休闲旅游价值为9.2211亿元。

3.3.2 科研文化价值。

广州市湿地以其独特的生境和生物多样性所蕴含的潜在科研和教育价值, 引起了国内外许多相关组织和学者的关注, 世界自然 (香港) 基金会、湿地国际中国项目处、日本北九州野鸟之会以及澳大利亚等国的鸟类专家对广州市内湿地黑脸琵鹭、黑嘴鸥等涉禽迁徙、种群繁殖情况进行了调查;中国科学院、国家林业局及一些高等院校也在南沙区十八涌开展了湿地生态系统部分内容的研究。但目前的湿地科研工作尚处于初级阶段, 科研经费投入远小于实际科研价值。由此, 本次计算基于广州市湿地的独特性和国际重要性, 取我国单位面积湿地生态系统的平均科研价值382元/hm2和Costanza等人对全球湿地生态系统科研教育功能价值861$/hm2的平均值3419.7元/hm2作为计算广州市湿地科研价值的参数[13], 则广州市湿地的科研教育价值为2.947亿元。

4 结果分析

广州市湿地生态系统服务价值巨大, 综合以上三大部分, 广州市湿地生态系统服务总价值为149.9亿元, 其中价值最大的是环境调节功能, 为94.4916亿元, 占湿地服务总价值的63%;其次为物质生产功能价值, 占28.9%;人文社会服务价值占8.1%。从所估算的8项服务功能的价值量看, 从大到小的排序依次为消浪促淤护岸价值、物质产品生产价值、水分调节价值、休闲旅游价值、污染净化价值、科研文化价值、栖息地价值、大气调节功能, 其中消浪淤护岸价值、物质产品生产价值、水分调节价值、休闲旅游价值占主导地位, 占总价值的94.5%。

广州市因其特殊的地理位置而分布有丰富的滨海湿地资源和内陆湿地资源, 相应地提供了湿地物质生产、环境调节和人文社会等许多服务功能, 在维系广州市生态安全发挥着重要的作用。广州市湿地生态系统每年为人类提供的服务功能总价值达149.9亿元, 其中物质生产功能价值43.26亿元, 环境调节功能价值94.4916亿元。由此表明, 湿地在发挥显著的直接经济效益的同时, 还兼具巨大的生态效益和社会效益。但由于长期以来人们对湿地生态价值认识不足, 保护意识淡薄, 在经济利益的驱动下, 一些地方随意侵占、破坏湿地, 致使湿地数量不断减少、质量恶化、生态功能下降。对广州市湿地生态系统服务功能价值进行了货币化静态分析, 以期为湿地资源保护与开发利用决策的制定提供生态经济理论的支持, 同时警示人类在直接享用、挖掘湿地生态系统物质产品生产服务功能时, 还应充分考虑到湿地巨大的环境凋节功能和湿地环境的承受能力, 以求得湿地生态系统结构的动态稳定和诸项服务功能的正常发挥, 确保湿地资源的可持续利用。

摘要：在全面分析广州市湿地生态系统服务功能过程的基础上, 依据Constanza等人和国内湿地生态服务价值研究的理论和方法, 对广州市湿地生态系统服务价值进行估算和分析, 旨在为广州市湿地资源有效保护和合理开发决策的制定提供生态经济理论支持。

洱海湿地生态系统服务功能价值评估 篇8

湿地生态系统为人们的生存发展提供多种动物、生物资源, 具有强大的净化功能和生态效益, 如在调洪蓄水、气候调节、美化环境、生物多样性等方面具有重要作用, 给人类带来了巨大的经济效益、生态效益和社会效益。正确认识生态系统服务功能价值有利于增强人类的生态意识, 合理制定地区发展规划, 实现区域的可持续发展。本文以洱海湿地生态系统为例, 对该地区湿地的8项主要生态系统功能价值进行了估算。

1 洱海湿地资源状况

洱海位于云南省大理境内, 地处云贵高原, 属于亚热带季风气候, 年平均气温15.7℃, 湖水不结冰, 年平均降水量1000—1200mm。洱海形成的原因主要是沉降侵蚀, 属构造断陷湖, 因外貌狭长而弯曲形似人耳而得名。洱海发源于洱源县的芘碧湖, 属澜沧江水系, 源头出自罢谷山, 北有弥直河注人, 东南收波罗江水, 西纳苍山18溪水, 湖水从西洱河流出, 与漾江汇合注入澜沧江, 总径流面积2565km2, 面积约251km2, 蓄水量30亿m3, 平均水深约11.5m, 最深为20m;湖底东深西浅, 水源主要为降雨和溶雪, 汇水面积2785km2, 水质良好, 是中国第七大淡水湖。

洱海地区气候温和, 水生动植物资源非常丰富, 盛产鲤鱼、弓鱼、鳔鱼、细鳞鱼、鲫鱼、草鱼、链鱼、青鱼、虾、蟹等十余种鱼类, 以弓鱼最为著名。其身形长瘦, 鳞细肉鲜, 号称“鱼魁”, 当地称为“鱼土锅”, 是洱海的特产。洱海珍稀水禽有棕头鸥、一翘鼻麻鸭、灰鹤、普通秧鸡、红胸田鸡、黑水鸭、彩鹬、凤头麦鸡、灰鹬、红嘴鸥、银鸥灰背鸥等34种, 具有药用价值的有鸬鹚秋沙鸭、黑水鸡等15种。水生植物有海菜花、菰 (茭笋) 、慈菇、荸荠等。

洱海湿地生态区位十分重要, 是大理及其周边地区生态安全的重要保障。洱海湿地生物多样性丰富, 天然湿地生态系统保存较完整, 保存有洱海大头鲤、灰裂腹鱼、大理裂腹鱼等特有鱼类, 是许多越冬鸟类的栖息地和觅食地, 也是濒危鸟类紫水鸡的栖息之地。据调查, 洱海湿地是极具观赏价值的珍稀鸟类紫水鸡在云南省的唯一分布地, 也是我国紫水鸡最重要和最大的种群分布地。

2 湿地生态系统服务功能价值评估方法

湿地生态服务功能效益不同, 其评估方法各异 (表1) 。对湿地效益的选取, 应选择效益最突出的类型, 而对评估方法的选取, 应视其可行性和可操作性进行[4]。基于湿地生态系统服务价值多样, 为便于计算, 将其分为直接经济价值、间接经济价值和非使用价值三类, 每类又包含若干具体功能产生的价值。

评估方法主要有: (1) 市场价值法。它是指对有市场价格的生态系统产品和功能进行估价的一种方法, 这里主要用于对生态系统物质产品进行评价[5]。 (2) 碳税法与工业制氧价格法。生物具有吸收CO2、释放O2的能力。根据光合作用方程式, 以干物质生产量来换算固定CO2和释放O2的量, 即生态系统每生产1100kg植物干物质能固定CO21.62kg, 释放O21.20kg。根据国际和我国对CO2排放收费标准将生态指标换算成经济指标, 得出固定CO2的经济价值, 利用工业制氧价格得到释放O2的经济价值[6,7]。 (3) 影子工程法。指以人工建造一个工程来替代生态功能或原来被破坏的生态功能的费用。湖泊调节水分功能与水库类似, 一般用总水分调节量与单位蓄水量的库容成本之积来估算湖泊的调蓄洪水价值和涵养水源价值[8]。 (4) 价格替代法。由于目前国内湿地科研工作尚处在初级阶段, 科研经费投入远小于实际科研价值, 因此主要用国际和国家科研教育的平均值及栖息地保护费用标准的平均值替代科研教育和生物栖息地功能的价值进行评价。 (5) 生态价值法。将Pearl的生长曲线与社会发展水平以及人们生活水平相结合, 根据人们对某种生态功能的实际支付来估算该生态服务价值的方法[9]。

3 洱海生态系统服务功能价值评估

3.1 直接利用价值

物质生产价值:洱海湿地生态系统提供的物质产品本文主要选取渔获物的价值。洱海水产资源丰富, 盛产鲤鱼、弓鱼、鲫鱼、草鱼、链鱼、虾、蟹等, 根据市场价值法, 计算公式为:V=ΣYi×Pi。式中, V为物质产品价值, 既包括水产品价值, 又包括原材料生产价;Yi为第i类物质的单产;Pi为第i类物质的市场价格。为了便于计算, 我们以其总量8000t代表近年的水产品总量, 以水产品平均价格14元/kg计算, 洱海湿地的水产资源价值为1.12×108元。实际上, 水产品中的虾蟹类价格比鱼类的14元/kg高, 还有部分物质产品被直接消费没有进入市场, 故洱海的物质生产价值超过1.12×108元。

涵养水源价值:洱海湿地涵养水源的价值用影子工程法来计算。洱海多年平均水深11.5m, 湖面面积约252.91km2, 蓄水量30亿m3。按洱海的容积作为其涵养水源量, 采用影子工程法计算水价, 按照1997—2002年全国水库建设投资的平均价格计算, 国内目前建设库容投入成本为0.67元/m3[10], 得到洱海湿地涵养水源价值为20.1×108元。

休闲旅游价值:洱海气候温和湿润、风光绮丽、景色宜人, 古人将其概括为“三岛、四洲、五湖、九曲”, 空间环境极为优美, 堪称“高原明珠”;同时洱海也是白族祖先最主要的发祥地, 湖周有近百处文物古迹和景点, 具有丰富的生物多样性和文化多样性的特点, 集自然景观和人文景观于一体, 是国家级风景名胜区、国家级历史文化名城和国家级自然保护区的核心, 吸引了国内外各地众多游客。2010年全市共接待海内外游客590万人次, 同比增长5%, 实现旅游社会总收入46.21×108元。

供水价值:在云南九大高原湖泊中, 洱海人口密度最大, 有80万人一直引用洱海水, 周围还有11个乡镇28万人一直靠洱海打渔, 其中大部分仍以洱海水种田为生。洱海是当地农业灌溉和生产生活用水的水源地, 每年供应有偿使用的自来水1800万m3。此外, “引洱入宾”工程每年引洱海水5000万m3。由于洱海湿地水资源特别是农业用水目前还处于无偿使用状态, 因此拟采用目前洱海区工农业用水和生活用水的单位平均价格作为洱海区湿地水资源的单位价格, 2011年大理居民生活用水价格为2元/m3、非居民生活用水为3.6元/m3, 平均水价价为2.8元/m3, 计算出洱海湿地供水价值为1.9×108元。

3.2 间接利用价值

调节气候价值:湿地通过大面积挺水植物芦苇和其他水生植物的光合作用, 固定大气中的CO2, 向大气释放O2, 达到对大气的调节作用, 以维持大气中的CO2和O2的动态平衡。根据光合作用原理, 依据植物光合作用方程:CO2 (264g) +H2O (108g) →C6H12O6 (108g) +O2 (193g) →多糖 (162g) , 得到湿地生产的干物质可吸收CO21.62g, 释放O21.2g。据湿地植物的生产量, 计算出吸收CO2的量和释放O2的量, 再把CO2的量折算成纯碳, 得到吸收CO2的价值, 则年固定CO2量=年植物生物量×1.62, 释放O2量=植物生物量×1.2。

洱海湿地植物种类丰富、生物量较多, 该部分按湿地挺水植物的产量计算植被生物量。洱海全湖挺水植物现最大总生物量为2563.5t, 根据目前国际上通用的炭税率标准和我国的实际情况, 采用我国的造林成本250元/t[11]和国际炭税标准150美元/t[12]的平均值770元/t作为炭税标准, 洱海湿地植物吸收CO2的量为4152.87t, 计算出洱海湿地植物吸收CO2的价值=CO2的量×770, 为3.19×106元。

洱海湿地植物释放O2的价值采用氧气的工业制造成本作为影子价格计算, 工业制氧成本为400元/t[13], 可得到释放O2的价值为1.2×106元;洱海湿地调节气候功能的价值=植物吸收CO2的价值+植物释放O2的价值, 为4.39×106元。

调蓄洪水价值:湿地具有巨大的渗透能力和蓄水能力。由于湿地植物吸收、渗透降水, 致使降水进入江河的时间滞后, 入河水量减少, 从而减少了洪水径流, 达到削洪的目的[14];同时, 储备大量的水资源, 可为干旱季节提供生产生活用水。洱海水位具有明显的丰水期、平水期、枯水期, 最低运行水位为1972.61m, 正常蓄水位1974.00m, 最高运行水位1974.31m, 满足防洪度汛的要求。由此可知, 洱海可调蓄洪水7.78×107m3。国内目前建设库容投入成本为0.67元/m3[8], 可得到洱海调蓄洪水价值为5.2×107元。

生物栖息价值:生物栖息地功能是指生态系统为野生动物提供栖息、繁衍、迁徙、越冬场所的功能。洱海湿地不但栖息着无数珍贵的野生动物, 而且越来越多的候鸟来此过冬, 是众多物种的区域性栖息地和越冬场所。在洱海栖息的鸟类中, 以候鸟占绝对优势, 是我国蒙新地区和东北地区水禽的重要繁殖地、越冬地和中途停歇地。洱海生物栖息地功能的估算采用美国经济生态学家Robert Costanza的全球湿地生态系统中单位面积上的湿地功能和自然资本价值来推算, 湿地的避难所价值为304美元/hm2·a[15], 以目前美元对人民币汇率6.095计算, 折合人民币1852.88元/a;再以洱海湿地面积为251km2计算, 可推算洱海湿地的生物栖息地价值为4.6×107元/a。

科研文化价值:对文化科研价值的估算往往都利用科研投资来估算, 或用科研的实际花费计算。湿地生态系统有着较高的生物多样性和较强的功能体系, 这部分价值是不能忽略的, 且作为自然生态系统, 其科研价值具有普遍性。本研究采用我国单位面积湿地生态系统的平均科研价值382元/hm2和Robert Costanza等对全球湿地生态系统科研文化功能价值861美元/hm2的平均值3897.8元/hm2[16]作为洱海地区的科研价值, 得到洱海湿地文化科研价值为9.8×107元/a。

3.3 非利用价值

洱海湿地的非利用价值主要包括存在价值和遗产价值。遗产价值源于人们将价值置于湿地生态系统的保护上, 供后代利用, 并涉及到未来收益、未来收益与技术可用性的假设条件。存在价值是人们为了将来能直接利用与间接利用某种生态系统服务功能的支付意愿, 被认为是生态系统的内在价值, 是争论最大的价值类型, 也是对生态环境资本的评价。这种评价与现在或将来的用途都无关。这类价值是对未来价值的一种推测和希望, 无法通过市场反映出价值, 其效益的发挥未得到应有的补偿和保护, 其价值量依赖于人类的主观意识, 并随人类对湿地生态系统功能的认识而不但变化, 价值量评估较困难, 因此不进行定量评估。

4 洱海生态系统服务功能价值总体评价

通过对洱海湿地的几种主要服务功能价值的评估 (图1, 见封二) , 得到洱海湿地可产生的各类经济价值为71.37亿元/a。其中, 直接使用价值为69.33亿元, 占总价值的97.14%;间接使用价值为2.04亿元, 占总价值的2.86%。根据《大理市统计年鉴》可见, 洱海湿地生态系统服务功能价值为该地区2011年财政收入的3.2倍, 因此洱海湿地生态系统服务功能的价值十分可观, 其价值是不容忽视的。洱海生态系统服务功能价值见图2 (封二) 。

从图1、图2可见, 洱海湿地生态服务功能按照价值量大小, 依次为休闲旅游价值>涵养水源价值>供水价值>物质生产价值>科研文化价值>调蓄洪水价值>生物栖息价值>调节气候价值。以休闲旅游功能和涵养水源功能最大, 分别为46.21亿元和20.1亿元;其次为供水功能1.9亿元和物质生产功能1.12亿元;调节气候、调蓄洪水、生物栖息和科研文化功能分别为0.08亿元、0.52亿元、0.46亿元和0.98亿元。

在人们传统的意识中, 生态系统价值仅仅是物质生产功能和供水功能, 没有意识到甚至是忽视了生态系统提供的其他各种功能性服务价值。根据上述估算可见, 物质生产功能和供水功能仅占全部功能价值的4.23%。如果在城市土地规划发展过程中只重视物质生产功能价值和供水功能价值, 必然会造成生态系统功能价值的损失, 使生态系统遭到破坏, 产生一系列后果, 进而影响生态功能发挥作用。因此, 在选择规划方案时, 必须要充分考虑区域内各个生态系统服务功能及湿地生态系统的脆弱性和承载力, 遵循湿地的生态学规律, 坚持保护性开发原则, 实行湿地资源资产化管理, 保护洱海湿地生态系统, 合理地开发湿地资源, 不能贪图眼前的经济利益过度开发甚至超负荷开发, 忽视长久发展。只有有效地保护湿地生态环境, 才能在合理有效发展经济的同时实现生态环境保护和区域的可持续发展。

生态系统服务功能及其价值估算的意义不在于对每一项服务功能价值的精确估算, 而应重点关注其对当地社会经济和生态环境发挥的主要服务功能, 并为生态系统的经营管理提供决策依据和指导目标。笔者对洱海湿地的生态系统服务功能价值研究尚属首次, 相关资料较欠缺, 对湿地生态系统服务功能价值的评估方法有待进一步完善, 其他生态系统服务功能, 如降解污染、遗传资源等功能价值没有列入估算范畴, 故价值估算上可能存在误差。要得到更合理的估算结果, 还需要进一步发展和完善估算方法, 形成合理可行的估算体系, 但并不影响作为湿地管理的决策依据。

5 建议

5.1 加强全方位宣传

有计划、有目的地针对保护区及其周边地区的居民、旅游者和保护区的领导及全体管理人员进行宣传教育, 通过各种途径引导、重塑人们的资源和环境价值观, 对提高洱海湿地对区域生态环境影响的重要性和特殊性有着重要意义。呼吁全社会积极参与洱海湿地保护和治理, 增强人们“像保护眼睛一样保护洱海”的意识并付诸行动, 才能逐步改变现状, 有效遏制湿地生态系统的日益恶化, 维护湿地生态系统的良性循环。

5.2 加快环保基础设施建设和污染治理

以区域内工矿业污染、沿湖宾馆、旅游度假区等为重点, 建立和完善生产生活污水、垃圾处理系统基础设施工程。区域内农业发展要合理使用农药、化肥, 发展高效、低毒、低残留农药的绿色农业, 积极推广有机肥、生物菌肥、配方施肥;完善新农村建设, 大力推广沼气池建设、村镇垃圾处置、村落污水处理和禁磷工作为主的农村面源污染治理, 改进牲畜饲养方法和条件, 采用圈舍饲养, 使用发酵饲料。

5.3 加大生态保护执法力度

坚决执行休渔制度, 加大对禁用渔具的管理, 禁止在沿湖城镇集市销售禁用渔具, 坚决取缔湿地周边网箱养鱼和机动渔船捕捞设施;对洱海水生生物核心保护区实行全年封禁;强化滩地管理, 取缔挖沙船、运输船和拖网;对旅游船实行减量重组和垃圾处理;开展禁止销售和使用含磷洗涤用品的行动;对填湖建房、围湖造田坚决实行退房退田还湖。

5.4 积极开展国内、国际交流与合作

当前蓝藻频繁爆发使洱海保护成为国内关注的热点, 为了更好地保护和利用洱海的湿地资源, 还必须加强湿地研究的国内合作。发达省区已有大量先进的管理措施和技术手段, 这些管理措施与技术手段能在保护资源与环境的条件下, 获得必要的经济效益, 洱海地区应充分利用这些有利的机遇和条件, 用新的生产方式实现经济增长。同时, 为了更好地保护和利用洱海的湿地资源, 必须加强湿地研究的国际交流合作, 通过引进国外先进的管理经验和技术, 对湿地资源进行环境监测与评价, 为湿地资源的有效管理与合理利用提供科学依据。

5.5 建立和完善湿地生态系统评价体系

农业生态系统服务价值 篇9

1 研究区概况

哈尔滨市阿城区位于黑龙江省南部, 地理坐标为126°42′00"-127°39′00"E, 45°12′00"N。东北以蜚克图河、舍利河为界与宾县相邻, 东南与尚志市接壤, 西南与五常市毗连, 西与双城市为邻, 西北与哈尔滨市区连接, 北至松花江南沿, 与呼兰县 (今呼兰区) 隔江相望。南北长的最大距离约为84千米;东西宽的最大距离约为75千米, 总面积2770km2, 其中市区面积56.54km2。基本地貌以山地为主, 辖5乡9镇5个街道办事处, 108个行政村, 总人口58万人;耕地面积108.8万亩, 草地6万亩, 水域20万亩, 大小河流14条, 林地155万亩, 全区森林覆盖率达到49.4%。

2 研究方法

2.1 土地利用/覆盖动态数据获取方法

将覆盖研究区的2008年作物生长季的Landsat TM影像数据进行纠正, 与1∶5万地形图配准, 建立解译标志;在Arc/Map GIS环境下, 进行人机交互式判读解译;进行外业精度验证, 通过对解译结果进行随机选点, GPS点属性校验结果表明, 土地利用类型判别的准确率达到95%以上。将所得数据在Arc/Info环境下进行编辑和修改, 得到研究区土地利用数据。参照国家通用的土地利用分类系统, 根据土地的利用方式属性及研究区实际情况, 将其分为:旱田、水田、林地、草地、水域、城乡工矿用地 (包括城镇用地、农村居民点用地及其他建设用地) 、未利用地 (沼泽、裸岩土) 等7种类型 (图1) 。

2.2 生态系统服务价值评价方法

1997年, Costanza等[4]的“全球生态系统服务与自然资本的价值估算”在一文在Nature上发表, 使生态系统服务价值评估的原理与方法从科学意义上得以明确, 将生态系统服务研究推向生态经济学研究的前沿。2002年谢高地等[5]根据我国的实际情况, 在对我国200位生态学家进行问卷调查的基础上, 制定出中国生态系统生态服务价值当量因子表。 (表1) 。本文采用谢高地等人的算法计算阿城区土地利用生态系统服务价值。

生态系统服务价值的计算公式为:

式中:ESV为研究区生态系统服务总价值 (元) ;VCk为生态系统价值系数 (元·hm-2) ;为研究区内土地利用类型Ak的分布面积 (hm2) 。

3 结果与分析

根据土地利用变化数据和生态系统服务价值系数, 计算得出阿城地区土地利用生态系统服务价值及其变化 (表2) 。从表2可以看出, 各生态系统服务价值的比例构成来看, 林地的价值占总价值的64.35%左右, 占有绝对优势, 一方面由于林地面积比较大, 为1081.80hm2, 另一方面森林的生态系统服务价值系数较高, 二者综合使得林地生态系统服务价值最高。可见, 林地对本区域的生态安全有着非常重要的意义, 在城市建设过程中, 应在最大限度保护耕地资源的基础上, 搞好林业生态建设。

4 结论与讨论

生态系统服务功能是人类生存与发展的基础, 它为人类提供了持续、可观的各类产品和各种可见或不可见的服务。随着对可持续发展机制研究的深入, 人们发现维持与保护生态系统服务功能是实现可持续发展的基础, 分析与评价生态系统服务功能价值已经成为当前研究的前沿课题。本文以阿城区为研究区域, 对该区域内的水田、旱田、林地、草地、水域、沼泽、未利用地等多种生态系统的服务功能进行了价值估算, 分析生态系统服务载体 (土地) 的结构特征, 进而探讨阿城区生态系统服务的总体特征及其区域分异状况。研究成果可以为有效解决建设用地偏紧、绿色植被率低、土地利用结构失调、非法占用耕地土地资源利用浪费等问题提供科学依据。

参考文献

[1]DailyG C, ed.Nature′sServices:Societal Dependence on Natural Ecosystems[M].Washington DC:Island Press, 1997.

[2]Turner B LⅡ, D Skole, G Fischer, et al.Land-use and land-cover change:science/re-search plan[R].IGBP Report No.7.Stock-holm and Geneva, 1995.

[3]Lambin E F, Bockstael N, et al.Land-Use and Land-Cover Change, Implementation Strategy[R].IGBP Report No.8/IHDP Report No.10.Stochkholm:IGBP, 1999.

[4]Costanza R, d'Arge R, Groot R, et al.The Value of the World's Ecosystem Services and Natural Capital[J].Nature, 1997, 386:253~260.

农业生态系统服务价值 篇10

关键词：生态系统,服务价值,评估理论

关于生态经济学研究生态系统和经济间的关系。很多西方哲学家认为人类群体的增加被视作环境的一部分。在过去的几十年里, 思想家Aldo Leopold (1949) 和Rachel Carson (1962) 认为自然世界不是无限的, 人类群体可能诱导不可逆转的改变, 影响我们赖以生存的环境的可持续发展性。对于整个自然系统的健康, Lovelock (1979) 的Gaia概念强调了所有自然系统和人类责任 (作为自然系统的一部分) 的互联性。同时, 引出了技术乐观 (technologicaloptimism) , 认为技术能使能源和资源有限增长, 而相反的思想技术悲观 (technological pessimism) 认为, 技术带来的能源限制将最终导致经济增长停滞的概念[1]。因此, 经常在实际操作中, 生态经济学让生态学家和经济学家联合解决此问题。生态经济学中最关键的是研究其价值问题。

1.生态价值的概念、特性、实现、分类和意义。生态价值的概念。生态价值是指以地球生物圈作为生命维持系统或人类生存系统的价值或称生存价值, 它是自然界物质生产过程创造的价值。它可以理解为“生态的价值 (value of ecology) ”和“生态性价值 (value foe ecology) ”, 前者指生态所具有的价值, 后者指具有生态属性的价值或“对于生态的价值”。客体对主体的单向关系的价值观认为, 它是生命现象与其环境之间的相互依赖和满足需要的关系。它是指包括人在内的整个大自然系统 (生物圈) 内在的生态平衡价值, 没有合适的调控机制的情感不可能有很高的智商, 而情感的调节和控制恰恰是意志的主要功能。同时它也是一个历史范畴, 是社会的产物, 随社会经济发展、环境状况的变化, 其内涵和处延是不断发生变化的。社会资源中的价值都和环境决策问题密不可分, 其中一个是立足于社会哲学方面, 而另一个则是基于环境和自然的经济资源。但是, 价值对于生态而言, 生态价值则被布朗 (1993年) 定义为:一个人或社会团体的道德标准, 是在生活中重要的有价值的通常被接受或个人坚持的判断标准。公众评论的价值比较倾向于人们认为重要的事情的范围。一些生态特征对于当地社会可能没有价值, 但是对广大的生态循环以及人类生存却贡献了重要的意义。国内外学者都对生态价值进行了界定, 但无论何种方式的界定, 都表现了生态价值是自然和社会系统的共同财富。自然既为人类提供了生态价值也为人类获取生态价值做了限定, 过度开发和利用生态价值会带来一系列不良后果。

生态价值的内容。从人和其他生物与环境的要素来看, 生态价值包括的内容为:一是生态价值具体表现为自然环境及其要素的自在价值、使用价值和审美价值;二是人和其他生命对自然环境的生态价值, 即生命体的生态价值。从生态系统整体与要素的关系来看, 生态价值也包括:生态系统要素对系统整体的生态价值, 简称生态要素的生态价值;生态系统整体对系统要素的生态价值, 简称生态系统的生态价值。

生态价值的特性。主要为主体整体性、全球连锁性、矛盾复杂性、时间持续性、客观存在性、战略紧迫性、二元性。其二元性表现在价值中包括土地资本的社会必要劳动时间决定的土地资本价值和由土地物质供求决定的土地物质的虚假社会价值。尤其是市场供需状况对生态价值存在明显的影响。由于人类对资源需求的增长使资源的稀缺性表现更加突出, 当一种物品处于短缺状况, 并具有使用价值, 才有市场价值。

生态价值的表现形式包括:包括生态的经济价值、生态的伦理价值和生态的功能价值三个方面。从另一个角度来分析, 生态价值也可以有以下主要表现形式:可直接用货币度量的一般等价物, 即价格;以及简洁形式表现的差级收入方式。同时, 生态价值具有资源价值、环境价值、认识价值、审美价值、经济价值、生命维持价值和社会政治价值等主要形态。其中, 生态的经济价值是目前人类可持续发展背景下重点考虑的内容。生态价值的经济性体现在它与人类之间有相互影响和制约的关系:首先, 生态本身能给人类带来巨大的经济利益;其次, 生态的破坏会给人类造成巨大的经济损失;再次, 是消除污染恢复生态能为未来的经济发展带来充足的后劲;第四, 生态的经济价值显效的周期较长, 因而常为急功近利、狭隘自私者所不顾;第五, 人类对生态的开发利用程度和生态对人类经济的利用程度的把握具有很大的难度。

生态价值的实现。生态价值真正得以实现的实质是人与自然关系中矛盾的解决。只有真正地解决了人与自然中的关系, 才能真正得以实现生态价值。它从两个方面实现:一方面是使生态价值所拥有的诸种价值形态, 真正于人有益, 对人发挥作用, 满足人的价值需求;另一方面是满足生态客体由于人的生态利益而提出的客观价值要求, 使之发挥正常作用。同时, 社会的生态化 (按照生态规律的要求设计社会生产、生活结构, 调整人与自然、人与人及社会中各种关系) 也是生态价值的实现途径。

生态价值的分类。在传统的价值分类中, 生态价值时常归隐于“物质价值”、“自然价值”、“经济价值”、“生理需要”价值、“综合价值”等等之中, 但这些分类都无法刻画出生态价值的独有特性和存在形态。而目前的研究表明, 生态价值可具体分为环境的生态价值、生命体的生态价值、生态要素的生态价值、生态系统的生态价值四类。

生态价值的研究无论是在理论上还是在现实中都具有重要意义。在理论上, 它有利于完善和发展我们原有的理论;丰富经济学的研究范畴, 克服经济发展目标的片面性, 对若干经济学概念和经济指标赋予新的内容。在实践中, 一方面有利于对自然资源的合理开发和综合利用, 提高开发利用自然资源的经济效益和生态效益。另一方面也可以认识到对生态经济系统投入的劳动既可以使生态系统功能得到改善, 也可以因人类利用不当, 生态系统遭受破坏, 使生态价值下降甚至丧失。自然资源是劳动借以创造经济价值的财富, 所以, 正确估计和评价自然资源的生态价值, 有利于正确认识生态系统对人类的重要性;有利于制订正确的生态环境保护政策、生态资源利用政策, 防止生态遭受破坏。

生态价值论为合理制定自然资源的价格, 建立合理的比价体系, 实现自然资源商品化和建立完整的社会主义市场体系, 提供了客观依据。经济建设、环境建设同步进行既是社会进步的必要条件, 又是社会进步的重要标志。根据这种关系就可以判断出人的整个文明程度。生态价值论的建立应该是实现人类的整个文明的契机和环节。

2.生态经济价值。生态系统能够为人类提供多重的利益, 因此我们将其看作是一种自然资源, 人们利用的是生物资源的直接和间接利用价值[9]。以森林为例, 其直接利用价值包括果实、木材和其他林产品所提供的价值, 间接利用价值主要是它所提供生态服务的价值[9]。生态系统同时可以调节河流量, 这是其效益的异地实现, 即以河流为通道, 在空间上转移, 在转移过程中逐渐形成可利用价值。

3.生态资本价值:生态资本作为一种资本固然是具有价值的, 但其存在形式的多样性、作用范围的广泛性以及作用途径的复杂性, 使其价值必然具有特殊性、多样性和不确定性, 加之研究者认识视角的不同, 关于生态资本价值的表现形式及其表现层次就呈现出丰富多样的格局。Krutilla早在1967年就定义了自然环境价值并首次将“存在价值”引入主流经济学, 认为生态资本的存在价值是独立于人们对它进行使用的价值, 提出要考虑生态资本在当代人和后代人之间的价值分配, 为定量评估生态资本价值奠定了理论基础。1999年, 美国总统科技顾问委员会发表了《投资科学:认识和利用美国自然资本》的长篇报告, 报告详细分析了美国自然环境的现状和质量、自然财富的存量和流量、生态环境破坏的程度及由此引起的危害, 在此基础上对美国自然资本的价值概括为生物多样性的经济价值、物种多样性的价值、遗传多样性的价值、生态系统的服务价值和生物多样性的美学价值。

一、生态系统服务价值评估理论

一直以来, 由于各国国情的不同, 国际上没有一个统一的生态系统服务价值核算理论和方法。尽管早在20世纪80年代以来已先后有包括美国、中国、加拿大、日本、瑞典、挪威、法国、德国等超过45个国家在内的政府和国际组织或研究机构, 开展了自然资源核算理论和方法及实施方案的研究和探索。中国部分学者也对资源的核算理论、核算方法、核算技术等问题进行了探索和研究。Costanza (1997) 等人发表《世界生态系统服务与自然资本的价值》, 对全球生态系统的服务功能分17种进行赋值计算, 这一研究是首次对全球生态资本的经济价值进行确认和评估, 虽然计算结果高得令人难以置信, 但它让人们认识到了生态资本有着巨大的经济价值;同时, Westman (1997) 提出了“自然的服务” (nature’s services) 的概念及其价值评估问题 (Westman, 1997) ;Daily主编的《自然的服务———社会对自然生态系统的依赖》的出版都将生态系统服务功能价值研究打开了新的局面。1992年, 加拿大生态经济学家Wiliam.R最早提出了生态足迹 (ecological footprint) 模型, 并在1996年被Wackenagel完善成为衡量人类对自然资源的利用程度以及自然界为人类提供生命支持服务功能的方法。

1. 生态系统服务类型。

Constanza等学者 (1997) 将全球生物圈分为远洋、海湾、海草/海藻、珊瑚礁、大陆架、热带森林、温带/北方森林、草原/牧场、潮汐带/红树林、沼泽/洪泛平原、湖泊/河流、沙漠、苔原、冰川/岩石、农田、城市等16个生态系统类型, 并将生态系统服务分为17个类型, 是目前最有影响的对生态系统服务类型的研究结果。最近的一些研究均以此生态系统服务分类方案开展对生态系统服务价值的评估。

生态系统的开放性使得生态系统服务 (特别是其生态效益) 具有无偿性和外部性, 使全人类受益, 自然生态系统不仅可以同时提供多项服务, 而且是最有效、最廉价、最持久的生态服务的提供系统, 其生态服务并不能由技术轻易地取代。

2. 生态系统服务价值的构成。

生态系统服务的经济价值构成的分析和科学分类是进行生态系统服务价值评估研究的基础。生态系统服务取决于生物多样性, 保护生物多样性就是维持生态系统服务, 其生态系统服务价值基本等同于生物多样性的价值。自1989年来, Peace、Mcneely和Turner等人都从不同的角度将其分类, 该研究构成了生态系统服务价值分类研究的基础。首先, Peace提出了环境资源的总经济价值理论, 该理论认为环境资源的总经济价值包括利用价值 (直接利用价值和间接利用价值) 、存在价值和选择价值 (包括个人将来的利用价值、其他人将来的利用价值和子孙后代将来的利用价值) 。其次, Mc Neely等将生物资源的价值分为直接价值和间接价值, 直接价值又分为消耗性利用价值、生产性利用价值;间接价值又分为非消耗性利用价值、选择价值和存在价值。再次, Turner在论述湿地的效益及其管理时, 将湿地效益的总经济价值分为利用价值 (直接利用价值、间接利用价值和选择价值) 和非利用价值 (存在价值和遗产价值) 。第四, 联合国环境规划署的生物多样性价值划分、Barbier的环境经济价值分类、Serageldin等 (1994) 的环境的经济价值分类、经济合作与发展组织 (OECD) 的环境资产的经济价值分类、以及中国生物多样性国情研究报告中生物多样性的价值分类, 都以上述分类为基础且基本相同。因此, 生态系统服务的总经济价值 (TEV) 包括利用价值 (UV) 和非利用价值 (NUV) 两部分, 利用价值包括直接利用价值 (DUV, 直接实物价值和直接服务价值) 、间接利用价值 (IUV, 即生态功能价值) 和选择价值 (OV, 即潜在利用价值) , 非利用价值包括遗产价值 (BV) 和存在价值 (EV) 。

二、生态系统服务价值评估方法

1. 生态价值是指生态系统及其各组成部分在维持生态系

统的结构和功能的完整以及其作为生命维持系统和人类生存系统所具有的价值。生态价值是价值体系中的最高价值, 是人类全部社会价值的前提和基础, 其价值量是难以估量的。

2. 生态系统服务价值评估过程:

生态系统服务于自然资本的价值评估是生态环境分析中的难点, 相比对其进行的定性研究, 生态系统服务价值的定量研究显得更为活跃, 尽管现有的各种评估方法都有其一定的局限, 但仍然有各种生态服务价值评估方法相继推出, 如直接假设法、间接假设法、直接观察法、间接观察法等。

因此, 国内外的学者对其作了大量研究, 提出了很多计量生态价值的方法, 根据文献, 有关生态价值计量方法大体可归纳为以下三种: (1) 价值计量法。以资源的多种效益所承担的社会价值量, 或以它所造成的土地级差收益、社会必要劳动的减少作为计量值, 并以货币形式表达。可归为此类的有:相关替代法、估计法、加权推比法、再生产费用法、效益价值分解法、消耗法、补偿法和级差地租计算法等。 (2) 效益计量法。不考虑资源生产中所投入的必要劳动量, 而是以资源各种效能所形成的社会劳动的减少, 作为效益计量值, 并换算为货币当量。这种方法目前在国内外采用的较为普遍。即首先计算出各种效益的等效物及等效调整系数, 然后计算随时间变化的各种效益在一定时空范围内的作用效果, 再根据不同的效益, 在各年度的作用空间和作用强度, 借助于等效物和调整系数, 计算出各年度的资源价值的货币当量。 (3) 效能计量法。以人为手段所得到的相应自然资源效能的结果来作为该资源计量的依据。具体计量内容可分为实物量和货币当量。对其有形产品由它所分担的价值确定, 无形产品用可比价格计量。

三、生态系统服务价值评估理论的意义