生态系统的直接价值模板(10篇)

导言：作为写作爱好者，不可错过为您精心挑选的10篇生态系统的直接价值，它们将为您的写作提供全新的视角，我们衷心期待您的阅读，并希望这些内容能为您提供灵感和参考。

篇1

[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]

[1] 李国华，陈江，吕农华，等. 微生态制剂对溃疡性结肠炎治疗价值的探讨[D].中华医学会第七次全国消化病学术会议论文汇编（下册），2007.

篇2

1997年，Costanza等［2］最早较为全面地评估了全球生态系统服务价值。在总结已有研究成果的基础上，评估了全球15类生物群落17种生态系统服务的价值。然而，由于当时缺少有关荒漠生态系统服务价值的研究，Costanza等［2］估算的全球生态系统服务价值并未将荒漠生态系统囊括在内。该研究在世界范围内产生了广泛影响，此后，国外学者［10－13］在生态系统服务价值评估领域开展了许多富有意义的研究，但是他们仍然很少关注荒漠生态系统。仅有少数国外学者对荒漠生态系统服务价值展开研究。其中，Richardson［14］基于已公开出版的研究成果和数据，估算了加利福尼亚荒漠中4个郡的荒地的经济价值；Kroeger等［15］估算了Mojave荒漠的经济价值（表1）。这两份研究不仅评估了荒漠生态系统服务价值，还评估了荒漠的直接使用价值、非使用价值等，并且以直接使用价值评估为主。

值得高兴的是，国内有些学者已尝试着评估荒漠生态系统服务价值。欧阳志云等［4］在评估中国陆地生态系统服务价值时，就估算了荒漠生态系统服务价值。2003年，谢高地等［5］参考Costanza等［2］对全球生态系统服务价值评估的成果，同时综合对国内200多位生态学专家的问卷调查结果，按照“千年生态系统评估”的生态系统服务分类（供给服务、调节服务、支持服务、文化服务），建立了包括荒漠生态系统在内的中国生态系统单位面积服务价值表。

5年之后，谢高地等［16］基于2006年对国内700多位生态学专业人员的问卷调查结果，进一步完善了中国生态系统单位面积服务价值表。该表的出现激发了国内学者对荒漠生态系统服务价值评估的研究。黄青等［17］对且末绿洲生态系统、张华等［18］对科尔沁沙地生态系统、杨春利等［19］对民勤绿洲生态系统、张飞等［20］对渭干河－库车河三角绿洲生态系统、马国军等［21］对石羊河流域生态系统、柴仲平等［22］对石河子市生态系统、彭建刚等［23］对奇台绿洲荒漠交错带生态系统、岳东霞等［24］对民勤绿洲农田生态系统、乔旭宁等［25］对渭干河流域生态系统、孙慧兰等［26］对伊犁河草地生态系统的服务价值的评估，都基于这份中国生态系统单位面积服务价值表。

需要说明的是，这份中国生态系统单位面积服务价值表给出的荒漠生态系统服务价值数据适用于全国范围内整个荒漠生态系统的服务价值评估，但是很可能不适用于特定地区的小范围的荒漠生态系统，这是因为不同地区在自然条件（如植被、土壤、水文、气候）和社会经济条件（如居民收入水平、教育水平、环保意识）等方面通常存在或多或少的差异。因此，在评估小区域的荒漠生态系统服务价值时，就非常有必要根据该地区的实际情况来修正荒漠生态系统单位面积服务价值系数。上述研究［17－26］都是在评估某个具体地区（而不是全国范围内）的荒漠生态系统服务价值，而且都没有修正而是直接利用荒漠生态系统单位面积服务价值系数，由此可以推断，这些研究估算出的荒漠生态系统服务价值必然存在一定的偏差。只有少数学者没有直接利用这些价值系数，如杨丽雯等［27］对和田河流域天然胡杨林生态服务价值的评估、任鸿昌等［28］对西部地区荒漠生态系统服务价值的评估以及崔向慧［29］对全国荒漠生态系统服务价值的评估。

2研究回顾与评述

在已有研究的基础上，结合中国荒漠生态系统的实际情况，把荒漠生态系统服务划分为防风固沙、土壤保育、固碳释氧、水资源调控、生物多样性保育、旅游文化6大类。本部分将分别回顾与这6类价值相关的研究，并给出简要评述。

2.1防风固沙价值

防风固沙是荒漠生态系统提供的最为重要的生态服务，主要表现为荒漠植被降低风沙流动从而减少在农业、工业和交通等方面的风沙损害。在其他生态系统中，防风固沙价值通常包括在土壤保育价值之中。由于防风固沙在荒漠生态系统中显得尤其重要，因此，在评估荒漠生态系统服务价值时，就有必要把防风固沙价值从土壤保育价值中分离出来单独估算。一些学者［30－32］对不同荒漠植被的防风固沙效果进行了研究，在植被覆盖率与风蚀输沙率之间建立起风蚀输沙率的定量模型。这些模型的构建与完善，无疑有助于评估荒漠生态系统的防风固沙价值。一般来说，评估防风固沙价值需要首先测算植被固沙量，而植被固沙量则需要借助风蚀输沙率模型来测算。得出植被固沙量之后，还需要设定土壤层厚度和土壤容重等参数，把植被固沙量转化为由防风固沙所保护的土地面积。

在核算出防风固沙物质量的基础上，已有研究主要采用机会成本法、恢复成本法等方法来估算荒漠生态系统的防风固沙价值（表2）。莫宏伟等［33］依据黄富祥等［30］建立的风蚀输沙率模型，测算了榆阳区北部风沙草滩区林草植被的防风固沙量，并以把沙荒地恢复为农用地的平均成本来估算防风固沙价值，结果表明，该生态系统2003年的防风固沙价值比1998年增加了5．64×106元。韩永伟等［34］采用风蚀流失量模型，测算了黑河下游重要生态功能区2006年防风固沙量为6．296×107t，并以该地区单位面积GDP作为土地的机会成本，估算出避免土地损失的价值为4．5×106元?此外，还有少数学者没有核算荒漠植被的防风固沙量，而是借用其他物质量指标来评估荒漠生态系统的防风固沙价值。例如，杨丽雯等［27］直接以林地面积作为物质量指标，采用人工固沙法估算了和田河流域天然胡杨林的防风固沙价值为1．433×107元•a－1

2.2土壤保育价值土壤保育是陆地生态系统提供的一项基本生态服务。保育土壤的价值主要体现在3个方面，即保持土壤养分、减轻泥沙淤积和减少废弃土地［35］。为了评估这些价值，需要先测算生态系统的土壤保持量。已有研究［35－37］主要运用通用土壤流失方程（USLE）来估算潜在土壤侵蚀量（指没有植被覆盖和水土保持措施情况下的土壤侵蚀量）和现实土壤侵蚀量，并以二者之差作为生态系统的土壤保持量。在此需要说明的是，荒漠生态系统的土壤保持量与防风固沙量近似相等，而且减少废弃土地的价值与上述的防风固沙价值类似，为了避免重复计算，就有必要把减少废弃土地的价值从土壤保育价值中分离出来。

因此，土壤保育价值主要包括荒漠植被减少土壤养分流失的价值和减轻泥沙淤积的价值。在土壤保持量的基础上，已有研究主要运用机会成本法来评估荒漠生态系统的土壤保育价值（表3）。杨丽雯等［27］以全国化肥平均价格2549元•t－1为价格参数，估算了和田河流域天然胡杨林在减少氮、磷、钾养分流失方面的价值为4．277×107元•a－1；以全国水库工程单位库容成本0．67元•m－3为基础，估算了在减轻泥沙淤积方面的价值为2.4×106元•a－1。任鸿昌等［28］以相同的化肥价格参数，估算出中国西部荒漠生态系统在固定氮、磷、钾等营养物质循环中创造的价值分别为1．224×109元•a－1、8×106元•a－1和8．15×108元•a－1。

除了减少土壤养分流失和减轻泥沙淤积以外，荒漠生态系统的土壤保育价值还体现在沙尘化学循环的全球环境增益方面。从全球范围来看，从荒漠生态系统中吹走的沙尘会影响海洋浮游生物的净初级生产力、酸雨发生频率以及区域大气降水等［38－39］。沙尘增益是荒漠生态系统提供的最为独特的生态服务，但是，由于缺乏对沙尘化学循环的全球环境影响机理的深入研究，目前仍没有学者尝试评估这类生态系统服务的价值。

固碳释氧价值固碳释氧属于生态系统的一种气体调节服务。

生态系统通过植物光合作用和呼吸作用固定CO2，同时释放出O2，有利于维持大气中CO2和O2的动态平衡、减缓温室效应，以及为人类生存提供最基本条件［40］。已有研究主要首先估算生态系统的净初级生产力（NPP），再利用光合作用和呼吸作用的反应方程式来推算植被固定CO2和释放O2的物质量，即植物每生成1g干物质，就可以固定1．63gCO2、释放1．19gO2。学者们对O2释放量的核算并不存在异议，但是对CO2固定量的核算范围持有不同看法。其中，一部分学者［40－41］认为，生态系统的固碳量只包括植被的固碳量；另一部分学者［8，29］则认为，还应该包括土壤的固碳量。

Lal［42］对土壤碳吸收潜力的研究表明，沙漠的土壤碳积累率为0．2t•hm－2•a－1。荒漠生态系统中沙漠化土地面积占比高，因此，在核算整个系统的固碳量时有必要包括土壤的固碳量。与其他生态系统类似，荒漠生态系统固定CO2的价值主要采用碳税法、造林成本法、人工固定CO2法来评估，释放O2的价值主要采用工业制氧法、造林成本法来评估（表4）。杨丽雯等［27］运用碳税法和造林成本法对和田河流域天然胡杨林的固碳价值进行了评估，计算出固定CO2的价值为2.3×107元•a－1，同时运用造林成本法和工业制氧法对释放O2的价值进行了核算，得出释放O2的价值为2.4×107元•a－1。任鸿昌等［28］运用碳税法估算了中国西部地区荒漠生态系统固定CO2的价值为1．9751×1010元•a－1，运用工业制氧法估算出释放O2的价值为2．1153×1010元•a－1。在此有必要说明两点：一是这些研究估算出的仅是植被固定CO2的价值，不包括土壤固定CO2的价值；二是相对于固定CO2和释放O2的物质量核算的精细，相关研究对价格参数的选取则过于粗糙，既没有对价格参数来源给予必要说明，也没有进行相应调整。例如，用碳税法来评估CO2的价值时，已有研究选取的碳税率多是2000年以前的水平，不但没有对碳税率数据的来源进行说明，而且没有根据价格水平与汇率水平的波动进行调整。近几年，碳排放权交易的国际市场（如欧盟的BlueNext交易所）已初步建立，利用碳排放权交易的最新动态价格来衡量CO2的价值，能够更为准确地评估生态系统固定CO2的价值。

2.3水资源调控价值

水资源是荒漠生态系统正常运转、保持生态平衡的限制性因素，也是荒漠生态系统中能量流动、物质循环的重要载体［43］。荒漠生态系统的水资源调控价值主要表现为植被涵养水源和土壤凝结水。荒漠生态系统中在水资源丰富的地方常有大量植被分布，而植被具有涵养水源的功能，主要表现为拦蓄降水、补充地下水、调节径流和净化水质等［44］。由于难以直接核算植被涵养水源的价值，因此，通常采用替代工程法，即把涵养水源功能等效于一个蓄水工程，该工程的修建成本就是涵养水源的价值［45］。利用替代工程法评估水源涵养价值需要先估算水源涵养量。常运用水量平衡法来估算水源涵养量，也可根据土壤蓄水能力和区域径流量来估算［41］。杨丽雯等［27］采用水量平衡法估算了和田河流域天然胡杨林生态系统水源涵养量为5．548×107m3，再运用替代工程法评估出涵养水源的价值为2.72×106元•a－1。

在荒漠地区，土壤凝结水是非常重要的水资源，具有显著的生态作用，是维持沙地表土和沙丘稳定的重要因素，是维系荒漠生态系统中主要食物链的水分来源，起到减少土壤蒸发损失的重要作用［46－48］。由于中国对荒漠地区凝结水的研究还处于起步阶段［49］，目前国内学者在评估荒漠生态系统服务价值时并没有考虑土壤凝结水的价值。随着对荒漠生态系统中土壤凝结水重要性的认识日益加深以及测量方法的不断完善，必然需要把土壤凝结水的价值纳入荒漠生态系统的水资源调控价值之中。

2.4生物多样性保育价值

生物多样性是指生物和其组成的系统的总体多样性和变异性，主要包括遗传多样性（或基因多样性）、物种多样性和生态系统多样性3个层次。与其他环境资源一样，生物多样性的价值主要包括使用价值和非使用价值两方面，其中，使用价值由直接使用价值和间接使用价值组成，非使用价值由选择价值、遗产价值和存在价值组成［50］。生物多样性的价值由“功能”维（生物多样性的功能）、“感知领域”维（人类对生物多样性的感知）和“存在状态”维（生物多样性的存在状况）构成［51］。针对不同的价值需要运用不同的评估方法，具体来说，对生物多样性的使用价值多采用直接市场评价法，而对非使用价值多采用模拟市场法（如意愿评估法）。由于生态系统生物多样性的复杂性，难以对生物多样性的价值进行较全面的评估，已有研究大多采用意愿评估法从整体上大体估算生物多样性的非使用价值［52－53］，很少有学者基于具体物种的价值来核算生物多样性价值。

有关荒漠生态系统生物多样性价值评估的研究较少。

Richardson［14］在估算加利福尼亚州荒漠的经济价值时，没有直接估算该地区的生物多样性价值，而是以稀有物种的存在状况（稀少的、受威胁的、濒于灭绝的）来间接反映生物多样性价值。杨丽雯等［27］在评估和田河流域天然胡杨林的生态服务价值时，从动物栖息地、增加生物多样性、生物控制3个方面估算了该生态系统的生物多样性价值为1．64×108元。可见，为了评估荒漠生态系统的生物多样性保育价值，还需要深入研究荒漠生态系统中代表性物种（特别是稀有野生动植物）的价值。

2.5旅游文化价值

荒漠生态系统的旅游文化服务是指为人们提供游憩、娱乐和文化欣赏及交流的场所，从而使人增长知识、消除疲劳、愉悦身心、认知文化。旅游文化价值评估的代表性方法有费用支出法、旅行费用法和意愿评估法。费用支出法是一种实用的、基础的旅游文化价值核算方法，主要以游客的各种旅游费用支出的总和作为旅游文化的价值。旅行费用法是目前国际上主流的旅游文化价值的核算方法，有些学者就采用旅行费用法对荒漠地区的旅游资源开展了评估。运用旅行费用法，郭剑英等［54］评估出敦煌旅游资源2001年的国内旅游价值为7．896×108元；吕君等［55］估算出内蒙古四子王旗草原生态系统的旅游价值为6．412×107元，是其旅游统计收入的12．27倍。也有学者运用意愿评估法来评价荒漠地区的旅游资源，如郭剑英等［56］运用该法估算出敦煌旅游资源2020年的非使用价值为1．2×107元。此外，吴月等［57］运用层次分析法综合评价了阿拉善腾格里沙漠地质公园的旅游资源。

3存在问题与建议

荒漠生态系统提供的生态服务种类多样，把荒漠生态系统服务主要分为防风固沙、土壤保育、水资源调控、固碳释氧、生物多样保育、旅游文化6类，并在此基础上梳理与评述了相关文献，发现已有研究至少存在以下几个问题，需要进一步研究。

篇3

中图分类号：F062.2

文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）10011605

1 引言

生态系统服务是指生态系统在生态过程中为维持系统本身正常运作以及人类生产、生活持续进行的自然环境条件和物质基础[1，2]，包括光合作用、生态产品（食物等生物资源）和生态服务（污染物运移、净化）等，其时空特征直接关系到区域社会经济的可持续发展和生态环境质量的健康程度。20世纪90年代以来，生态系统服务价值的定量评估逐渐成为国内外生态经济学和环境经济学研究领域的热点问题[3，4]。

土地利用类型直接表征出人类活动对生态系统服务的利用方式，其景观格局与过程也直接体现出生态系统的时空差异与服务价值量的区域性。近年来，国内外学者已从不同的尺度开展了土地覆被变化背景下的生态系统服务价值评估研究，在生态系统价值理论、主要生态系统功能和生态系统价值评估方法等方面取得了重要进展。如Costanza等[5] 首次明_了生态系统服务价值估算的原理及方法，并利用生态经济学方法对各类生态系统价值进行定量化；Hein等[6]构建了增强的生态系统服务的估值框架，分析生态系统服务价值的空间尺度效应；谢高地等[7]采用专家问卷调查法对Costanza 等提出的评价模型进行改进，对单位面积生态系统服务价值当量进行调查，建立了中国陆地生态系统单位面积服务价值表；宋佳楠等[8]利用区域社会经济生态协调系数对传统的生态系统服务价值测算模型进行修正；唐秀美等[10]根据不同生态区位赋予不同的生态区位系数，实现对用地类型的生态服务价值的修正；石等[10]利用中国1999～2008年土地利用和GIMMS遥感影像的NDVI数据，计算和分析了近10年内中国陆地生态系统服务功能价值的时空变化；以往研究表明，我国生态系统服务价值研究虽起步较晚，但其评估尺度广泛、类型多样，主要涵盖某一区域范围或单一生态系统的生态系统价值评估，即多集中于国家、省级、流域尺度[11～13]、森林[14]、草地[15]、河流[16]等生态系统上，但对县域尺度的生态系统服务价值时空特征分析相对较少，评估结果往往不能反映区域差异性。另外，随着GIS、RS等技术的发展及其在生态系统领域评估中的应用[17]，生态系统服务价值时空特征分析已成为当前主要研究趋势之一。因此，笔者以贵州省松桃县2005、2010年两期遥感解译影像为例，采用RS和GIS空间分析技术，评价县域尺度的生态系统服务价值的时空异质性，揭示城市化过程对生态系统服务价值的空间格局影响程度，以期为松桃县生态环境与社会经济的可持续发展提供理论支持。

2 研究区概况

松桃县隶属于贵州省铜仁市管辖，地跨东经108°35′42″～109°23′30″，北纬27°49′40″～28°30′20″，国土总面积3409 km2，与湖南湘西、重庆市秀山、酉阳毗邻，是苗族聚居较多的一个少数民族自治县。全县地质构造复杂，具有多个皱褶和断层构造，地势中部低，东西部高，按照地貌组合特征可分为中山地峡谷、山间盆地、丘陵河谷、中低山沟谷和中低山丘陵等5种地貌，包含1637.9 km2的喀斯特地貌和1223.6 km2的非喀斯特地貌。该县属中亚热带季风气候区，受亚热带季风气候的影响，四季分明，径流密度大，地表年径流量达25.44亿m3，且雨量充沛，年平均降水量为1416 mm，年平均日照达1228 h，但由于地形和海拔（县域海拔介于285～2494 m之间）的差异，山地小气候类型多样，生物多样性突出，森林植被和中药材资源丰富。另外，松桃县社会经济发展速度较快，城市化水平高，2015年全县GDP达到103.44亿元，三大产业结构比为26.7∶32.7∶40.6，人均GDP为 21132元。

3 数据与方法

3.1 数据来源

以松桃县1∶50000 地形图为参考，在ENVI 5.0 软件支持下分别对2005年、2010年两期LANDSAT 影像校正，在建立解译标志的基础上对遥感影像进行解译。为便于分析，将研究区的土地利用类型合并为6 种类型： 水田、旱地、林地、水域、草地、建设用地，并以2.5 m高清遥感影像为参照，对解译的数据进行精度检验，三期土地利用分类的总精度和Kappa 指数等均大于0.85，其分类结果达到精度要求。从而得到松桃县历年土地利用类型图。

3.2 研究方法

3.2.1 生态系统价值计算

该研究基于谢高地等[7]提出的中国生态系统单位面积生态服务价值当量，以单位面积农田提供的食物生产服务经济价值为依据，确定符合松桃县土地利用/覆被变化背景下的生态系统服务价值计算公式[18]：

ESV=∑AkCk （1）

式（1）中：ESV为生态系统服务价值（元/a）；Ak为第k类土地利用类型分布面积（hm2）；Ck为单位面积的生态系统服务价值（元/hm2・a）。另外，由于耕地划分为水田和旱地，但两者的生态系统服务价值量差异明显，根据以往研究经验，将耕地的生态价值量以0.6∶0.4的比例分别赋予水田和旱地（表1）；水域对局部空气调节主要在为大气提供蒸发量，保障空气中水汽的稳定性，故以气候调节价值的50%为水域的大气调节功能价值，从而得到研究区各类生态系统的价值当量。

3.2.2 时空特征分析

（1）变异系数。变异系数可以衡量松桃县不同年份生态系统服务价值的空间离散程度，以及不同地区生态系统服务价值的时间离散程度，其计算公式为[19]：

CV=1k1n∑ni=12Ki|K （2）

（2）空间相关性。相关分析可以定量描述两个变量之间的线性相关程度，明确两个变量之间的相关方向[20]。研究中采用Pearson 简单相关系数，以松桃县生态系统服务价值、不同土地利用类型在时空尺度的变异系数为变量，定量描述县域生态系统服务价值与其用地变化之间的关联性系，其计算公式为：

4 结果与分析

4.1 生态系统服务价值的时序变化

根据生态系统服务价值计算公式和各生态系统单位面积的价值当量，计算出松桃县历年生态价值量（表2）。由表2可知，松桃县2005、2010年生态服务价值总量分别为5038.51×104元、5015.23×104元，整体呈下降的趋势，2005～2010年期间生态系统价值减少共24.12×104元，年均下降率为0.12%。总体而言，松桃县2005～2010年间水田、旱地、林地的生态服务价值变化趋势均为逐渐下降，草地的生态服务价值则上升，水域的生态服务价值则保持不变。其中，林地生态系统的服务价值从2005年的4160.34×104元下降至2010年的4125.46×104元，与其他生态系统相比，同期下降幅度最为明显，在2005～2010年间下降幅度达24.12×104元，年均下降率达到0.12%；水田、旱地作为耕地的重要组成部分，两者的生态系统服务价值也从525.36×104元下降至522.67×104元，其历年年均变化率相差不太明显，如2005～2010年水田下降率仅比旱地下降率相差0.04%，但水田的变化幅度要明显小于旱地，其因为旱地面积较大，且容易受人类活动的影响，特别是城市边缘带旱地占用现象普遍；草地面积的增减主要受旱地撂荒和建设用地占用的影响，2005～2010年间草地面积增加4.27 hm2，对应的生态系统价值增加3.53×104元，年均增长率为0.2%。其因为2005～2010年间城市化水平不断提升，农业人口转化成工业人口趋势明显，耕地荒废后成为草地，导致草地面积上升，其生态价值也随之上升。总之，研究期间土地利用结构的改变对松桃县生态系统总服务价值产生了较大影响，按价值大小排序为林地>旱地>草地>水田>水域>建设用地，尤其是旱地、水田和水域的变化比较显著，变异系数均在1.30以上，而林地和草地的变异系数则分别仅有0.50和0.74，基本是其余三者的1/2倍，这也说明林地和草地在松桃县的生态系统服务价值占有非常重要的作用。

4.2 生态系统服务价值的空间分异

分析采用以乡镇为单位的生态系统服务价值来表征区域间的价值差异（表3），从生态系统空间特征来看，2005年间松桃县生态系统价值较高的乡镇是寨英镇、乌罗镇和盘信镇，三者生态系统服务总价值均高于3×104元，其比重比均值也达到7.14%，其次为迓驾镇、正大乡等22个乡镇，其生态系统服务价值在1.16×104～2.07×104元之间，但其总比重达到73.14%，最后比重较小的是妙隘乡、九江乡和大坪场镇，三者生态系统服务价值的总比重也仅有5.43%。从各个乡镇生态系统服务价值的变化特征可以看出，2005～2010年下降率最高的大兴镇，其值从1.88×104元下降至1.83×104元，期间总下降率为2.77%，其次，木树乡和长兴堡镇的下降率也达到2.22%以上，其缘于三个乡镇的林地或耕地生态系统面积减少，例如大兴镇的林地面积由6150.16 hm2下降至5886.24 hm2，年均下降52.78 hm2，直接导致了整个乡镇的生态系统服务价值量的降低。而增长率最高的乡镇却是寨英镇，其生态系统服务价值增幅达到0.19×104元，比重提升0.34%，也使得其增长率达4.92%。另外，全县生态服务价值增加的乡镇有18个，相应的比重由69.39%增加值69.90%，总体呈上升趋势。整体而言，松桃县各个乡镇的生态系统服务价值集中于1.72%～4.03%之间，寨英镇生态系统价值量最高，且呈逐年上升的趋势，其生态系统服务价值的比重平均值就达8.06%，其次为乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡和孟溪镇等4个乡镇，其比重介于5.38%～7.66%之间。

为便于松桃县各乡镇生态系统服务价值的空间差异进行对比，对松桃县各个乡镇的单位国土面积生态系统服务价值进行测算（图1），并采用自然断点法对松桃县各乡镇的生态系统服务价值进行分类，同时对各个乡镇的数值进行相关性分析，以识别生态系统价值的主要影响部分。从图2中可以看出，松桃县单位面积生态系统服务价值量共分为5类，由高到低依次为高值区、较高值区、中值区、较低值区、低值区。其中，东部的乡镇（大路乡-孟溪镇-普觉镇以东）单位面积生态系统服务价值多属于高值区、较高值区，其平均值为18259元/

hm2，西部的乡镇（妙隘乡-大坪场镇-平头乡-沙坝河乡以西）则以较低值区为主，对应的生态系统平均值仅有16767元/hm2，比东部地区乡镇少8.17%。

从2005～2010年间，高值区、较高值^、中值区的乡镇在数值上存在一定的变化程度，但其隶属的价值区并未发生变化，而较低值区、低值区的乡镇则变化明显，松桃县较低值区的乡镇由9个扩展到11个，长兴堡镇和迓驾镇由中值区转化成较低值区。

生态系统服务价值与土地利用相关性分析（表4）表明，各个乡镇之间的生态系统价值与林地的相关性最为紧密，两者相关系数的历年平均值为0.991。其次为水域、水田和草地，三者的平均相关系数分别为0.405、0.460、0.258，最后旱地的相关系数仅有0.015。这说明林地、水域等单位价值当量大的生态系统服务价值，其面积大小直接决定了区域生态系统价值总量。

5 结论与讨论

在融合RS和GIS技术的基础上，对松桃县2005年、2010年同时结合以往研究成果，从土地利用/覆被变化的视角，分析松桃县生态系统服务价值的空间特征，得出以下主要结论。

（1）松桃县生态系统服务价值总量在2005～2010年间整体呈下降趋势，且下降速度较快。10年间生态系统服务价值由2005年的5038.51×104元下降至2010年的5015.23×104元，下降幅度达24.12×104元，其直接原因在于林地和耕地面积的减少，导致林地、耕地生态系统价值量降低。另外，旱地、草地面积的大幅较少，也加剧了全县生态系统服务价值的下降，由此可见，区域内各生态系统功能彼此密不可分，土地利用方式的改变是不可忽视的因素。

（2）结合2005～2010年各乡镇的生态价值量空间特征发现，松桃县生态价值量较大的乡镇为寨英镇、乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡、孟溪镇等5个乡镇，这些乡镇的历年生态服务价值总量均超过5.38×104元，特别是寨英镇的年均生态服务价值达到8.09×104元，为全县生态服务价值量最高的乡镇。从各乡镇的价值密度（单位国土面积生态价值量）来看，寨英镇、乌罗镇、冷水溪乡、孟溪镇等6个乡镇是价值密度较大的乡镇，妙隘乡、大坪场镇等乡镇既是价值密度低的地区，这表明价值密度是区域生态服务价值质量、数量的直观反映，生态服务价值直接决定生态密度。

（3）基于土地利用、覆被变化的生态系统服务价值评估，提供了一种评价生态系统健康质量或生态服务优劣的简易方法，对区域生态环境决策提供重要参考，但由于生态系统服务既受到土地利用、覆被格局变化的影响，也受到生态系统健康程度或生产力的影响，因此，单纯从土地利用类型面积的角度，分析生态系统服务功能是明显不足的，如疏林地与有林地以及乔木林与灌木林的生态服务差别， 此因素也对生态系统服务价值变化的影响不可忽视。这也是研究中不足的地方，下一步将针对不同生产力的生态系统的服务价值进行计算，以分析人类活动对生态系统服务功能的影响，实现区域社会效益、经济效益、生B效益相协调发展。

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篇4

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。

篇5

中图分类号：F124.5文献标志码：A文章编号：1673-291X（2011）03-0020-04

广义的生态学是研究生物之间和生物与其环境之间相互作用的科学，以达到环境的保护和人类可持续发展的目的。近年来，运用生态理论来研究企业中的经营管理问题越来越被理论界和学术界所认可。目前，对企业生态学的研究可分为企业个体生态学和企业生态系统生态学两方面。从企业个体生态学的角度来看，企业可以被看做为一种特殊的生命体，它具有与生物高度相似的成长性、竞争性、环境适应性等特点。它具有与自然生命体相似的发育、成长、衰老和死亡的生命周期，也需要与外界进行物质、能量的交换。因此，生态学的理论与方法为研究企业成长问题提供了一种新的视角。

随着经济全球化的发展，企业间的竞争方式和范围已经超越了产品、行业。企业的生存与发展不仅取决于其本身，还受到它所处的生态环境的影响。因此，企业生态系统生态学是站在宏观的角度，以整个企业生态系统为中心，研究企业之间、企业与环境之间的相互作用。

这种竞争方式的转变对企业产生了深刻的影响。企业的成功与否将会在很大程度上依赖于他所从属的生态系统。因此，企业在制定战略时，不仅要分析自身的资源、能力，更要从其所属的生态系统的视角出发，制定相应的战略。传统的战略理论在目前这样的动态竞争环境中显得捉襟见肘，而基于生态理论的企业战略研究将会为企业制定战略提供崭新的视角。因此，运用生态理论研究企业间相互关系，有助于企业领导者正确制定企业成长战略，在竞争中立于不败之地。同时，也有利于对未来产业发展等领域的问题进行预测，为政府制定产业政策提供理论依据。

一、企业生态系统的要素

企业生态系统通过顾客需求将位于不同生态位的企业联合起来，创造价值。众多的企业在技术、资金、运作方面相互协作，形成一个价值共享的统一体。企业生态系统的一个重要因素是市场空间，它促使人们将设想通过技术进步加以实现。当市场中有了需求并被认可，再加上核心企业的推动，那么就会有更多的企业参与到这项事业中。

在企业生态系统中，每个企业的角色是不同的。扬西蒂和莱维恩把公司分为网络核心型、坐收其利型、支配主宰型、缝隙型四种类型。他认为网络核心型企业能够推动企业生态系统的健康运行，网络核心型企业提供了关键的平台，为生态系统创造价值并与其他成员共享价值；坐收其利型和支配主宰型通常不会促进系统的健康发展；而缝隙型企业数量众多，主要是依附于网络核心型企业的企业。

核心企业与缝隙型企业在资金、技术、运作等方面相互协作，共同创造价值。但是，缝隙型企业与核心企业在生态系统内的作用是不同的。缝隙型企业需要依附于核心企业。缝隙型企业与核心企业的划分也是相对而言的，在某一个局部，某一个缝隙型企业也有可能处于核心地位。因此，在企业生态系统内，核心企业与缝隙型企业之间形成了一种网状结构，共同满足市场需求。同时，与传统观念不同的是，在企业生态系统中，顾客不再被当做企业之外的因素，而成为了整个系统的一部分，其结构图（如下页图1所示）。

二、生态系统视角的企业战略分析

莫尔的生态系统战略是在以前战略理论的基础上，同时又结合了新的时代特点而产生的，因此它与以前的理论联系密切，同时又有不同之处。

第一，它将制定战略所需考虑的环境扩大了。制定战略不是仅仅从企业自身来考虑，而是从企业所在的企业生态系统的高度来考虑。企业所在的生态系统是否健康、竞争力如何、如何发展壮大在企业制定战略时显得更为重要。

第二，战略从关注企业自身的成长转变为关注企业所在的企业生态系统的成长和企业在生态系统中的地位的变化。正所谓皮之不存，毛将焉附，企业的命运与之所处的生态系统的命运休戚相关。企业要想生存，必须在生态系统中占据一定的生态位，确保别的企业的触角不会伸向自己的领域；企业要想壮大，则要努力成为生态系统中或者局部的生态系统中的核心企业。

第三，企业的绩效不仅仅取决于企业内部管理的好坏和行业平均利润，而是生态系统和其内部各成员关系的函数[1]。

第四，企业间的竞争由直接变为间接；合作逐步取代竞争。以往的单个企业和单个企业的竞争转变为生态系统和生态系统的竞争。这样，竞争从直接的竞争转变为相对间接的竞争。而在企业生态系统的内部，虽然各成员之间会竞争，争夺核心企业的位置，但是，他们之间的关系更多的是合作。企业生态系统之所以能存在是因为大家为了同一个目标而紧密地联系起来，共同满足客户的需求。

第五，战略的制定从基于产品或服务的竞争，演变为在此基础上的标准与规则的竞争[2]。

第六，从关注企业自身的资源到整合企业可以利用的资源。从古典战略理论学派直至资源学派，都是关注企业自身所拥有的资源。但是到了生态理论战略，由于企业间组成了生态系统，企业相互协作，因此企业不但可以利用自己的资源，还能够整合生态系统内其他企业的资源，从而创造更多的价值。

综上所述，基于生态理论的战略与以往战略理论的不同（如下表所示）。

以上的不同也决定了企业的组织结构的变化。企业生态系统比传统的组织更能够以顾客为导向。企业生态系统中顾客的喜好就好比是阳光。正如植物具有向阳性，企业生态系统则跟着顾客的需求走[3]。传统的组织中，零售商最先知道市场的情况，然后传递给分销商，再传递给制造商。当然由于市场的竞争，会有竞争者取代反应滞后的公司，但是这个过程漫长、无法直接传递到位。但是企业生态系统是一种扁平化的组织，通过建立界面和平台把它的参与者和顾客集合在一起，可以直接和顾客对话，知道顾客需要什么，什么应该被创造出来。同时，企业生态系统具有源源不断的创新的源泉和动力。企业生态系统和以前的组织形式不同，还在于它是一个开放的组织。以往的组织，战略联盟也好，供应链也好，都是一个相对封闭的组织。公司之间通过长期的合作形成对于彼此的信任，形成一个相对稳定的合作关系，从而形成一种相对稳定的组织。但是，企业生态组织是开放的组织。它随时欢迎新的参与者加入，它的大门随时向有志于从事这项事业的人或者组织打开。因此，这保证了企业生态系统能不断地创新，而价值正是来自于生态系统中不断的创新和进步。

三、基于生态系统的企业战略

以上对于生态系统战略的形成、结构、特点等进行了分析，那么在实际中，如何运用这种战略应对竞争？基于生态系统的企业战略分析框架是什么？针对这个问题，结合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生态系统的企业战略分析模型。此模型围绕四方面分析：（1）分析现有的价值理念能否满足市场需求？（2）评估系统风险，包括依赖风险和整合风险。（3）创建价值创新和共享机制。企业的生态系统本质上来说也是一条由各个节点组成的价值链。（4）不断进行绩效评价，审视价值理念、系统风险、竞争优势是否发生变化，并根据变化情况重构生态系统或选择新的系统。模型（如图2所示）。

（一）核心企业战略

基于生态系统的企业战略模型分为了上下两部分，主要是因为核心企业和缝隙型企业在企业生态系统中的战略诉求是不同的。核心企业是企业生态系统的推动力量，他主要负责建立整个系统的价值共享机制、价值创新、整合资源，确保生态系统的竞争力和健康运行。而缝隙型企业则主要关注自己在生态系统中所处的位置，并保持自己的相对优势，参与价值创造的过程，同时在生态系统无法有效运行时，退出此生态系统，转而投向更具有竞争力的企业生态系统。对于核心企业而言：

1.分析现有的价值理念能否满足市场需求。所谓价值理念也就是用简洁的、概括的语言对将来生活的一种设想或想象。价值理念的革新来自于新的思想或者新的科技。正是价值理念的革新创造了新的需求，而新的需求是推动企业生态系统成长壮大的原始力量。当现有的价值理念没有改变，同时现有的价值创造和共享机制依然有效时，则可以巩固现有的生态系统，否则就需要重组企业生态系统。

2.评估系统风险。罗恩・阿纳德指出，一项技术在市场中能否成功，不仅仅取决于这个项目或技术本身，在很大程度上取决于外部的条件。这个外部的条件包括依赖风险和整合风险[4]。在生态系统中寻找符合本企业特点和条件的生态位。所谓依赖风险是指与配套的产品创新者进行协调的不确定性。所谓整合风险是指创新在价值链的周期所带来的不确定性。也许你将本企业的开发周期缩短了，但是价值链上的其他周期时间延长了，也可能导致整体时间的延长，从而使得预期的目标无法实现。

3.建立价值共享机制。新的价值理念可行，同时系统风险也可以预测和控制，那么就可以吸引参与者的加入，但是能否留住这些参与者，并建立起网络关系，就需要靠价值共享机制。通过压榨其他企业的利益而攫取价值链上的大部分利益对企业来说是一个短视的行为。

（二）缝隙型企业战略

对于缝隙型企业来说，他们通过评价核心企业所建立的企业生态系统的竞争力，同时结合自身的能力来确定是否加入到此生态系统中。如果加入，在生态系统中处于何种位置？选择何种生态位？建立什么样的网络关系？在此基础上，确定企业的战略目标并执行战略目标。通过对绩效评价来进行反馈。如果生态系统依然有效，但是企业的优势逐渐丧失或者生态位逐渐被侵占时，企业则需要提高自身的能力，继续寻找合适的生态位。如果企业生态系统的活力或者价值渐渐丧失，那么企业就应该决定是否退出此生态系统，而转向更具有竞争力的生态系统。当然，在这个过程中，核心企业创建价值共享机制，缝隙型企业也不是被动接受的，他们也会参与到价值共享机制的创建和改善中去。

四、小结

竞争环境的变化正在对企业的竞争方式产生深刻的影响，而竞争方式的转变正在影响着企业的战略制定。从企业生态系统的视角分析战略正在拓展和超越传统的战略分析框架。本文提出了基于生态系统的企业战略模型，该模型围绕分析现有的价值理念能否满足市场需求；评估系统风险，包括依赖风险和整合风险；创建价值创新和共享机制；不断进行绩效评价四方面进行分析，并针对核心企业和缝隙型企业的不同战略诉求进行了区分。

参考文献:

[1]A.D.Aveni，Veliyath，Rajaram.Hypercompetition:Managing the Dynamics of Strategic Maneuvering.Academy of Management Review，1996，(1):291-294.

[2]李玉琼.网络环境下企业生态系统的形成机理探析[J].改革与战略，2007，(8):132-135.

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广义的生态学是研究生物之间和生物与其环境之间相互作用的科学，以达到环境的保护和人类可持续发展的目的。近年来，运用生态理论来研究企业中的经营管理问题越来越被理论界和学术界所认可。目前，对企业生态学的研究可分为企业个体生态学和企业生态系统生态学两方面。从企业个体生态学的角度来看，企业可以被看做为一种特殊的生命体，它具有与生物高度相似的成长性、竞争性、环境适应性等特点。它具有与自然生命体相似的发育、成长、衰老和死亡的生命周期，也需要与外界进行物质、能量的交换。因此，生态学的理论与方法为研究企业成长问题提供了一种新的视角。

随着经济全球化的发展，企业间的竞争方式和范围已经超越了产品、行业。企业的生存与发展不仅取决于其本身，还受到它所处的生态环境的影响。因此，企业生态系统生态学是站在宏观的角度，以整个企业生态系统为中心，研究企业之间、企业与环境之间的相互作用。

这种竞争方式的转变对企业产生了深刻的影响。企业的成功与否将会在很大程度上依赖于他所从属的生态系统。因此，企业在制定战略时，不仅要分析自身的资源、能力，更要从其所属的生态系统的视角出发，制定相应的战略。传统的战略理论在目前这样的动态竞争环境中显得捉襟见肘，而基于生态理论的企业战略研究将会为企业制定战略提供崭新的视角。因此，运用生态理论研究企业间相互关系，有助于企业领导者正确制定企业成长战略，在竞争中立于不败之地。同时，也有利于对未来产业发展等领域的问题进行预测，为政府制定产业政策提供理论依据。

一、企业生态系统的要素

企业生态系统通过顾客需求将位于不同生态位的企业联合起来，创造价值。众多的企业在技术、资金、运作方面相互协作，形成一个价值共享的统一体。企业生态系统的一个重要因素是市场空间，它促使人们将设想通过技术进步加以实现。当市场中有了需求并被认可，再加上核心企业的推动，那么就会有更多的企业参与到这项事业中。

在企业生态系统中，每个企业的角色是不同的。扬西蒂和莱维恩把公司分为网络核心型、坐收其利型、支配主宰型、缝隙型四种类型。他认为网络核心型企业能够推动企业生态系统的健康运行，网络核心型企业提供了关键的平台，为生态系统创造价值并与其他成员共享价值；坐收其利型和支配主宰型通常不会促进系统的健康发展；而缝隙型企业数量众多，主要是依附于网络核心型企业的企业。

核心企业与缝隙型企业在资金、技术、运作等方面相互协作，共同创造价值。但是，缝隙型企业与核心企业在生态系统内的作用是不同的。缝隙型企业需要依附于核心企业。缝隙型企业与核心企业的划分也是相对而言的，在某一个局部，某一个缝隙型企业也有可能处于核心地位。因此，在企业生态系统内，核心企业与缝隙型企业之间形成了一种网状结构，共同满足市场需求。同时，与传统观念不同的是，在企业生态系统中，顾客不再被当做企业之外的因素，而成为了整个系统的一部分，其结构图（如下页图1所示）。

二、生态系统视角的企业战略分析

莫尔的生态系统战略是在以前战略理论的基础上，同时又结合了新的时代特点而产生的，因此它与以前的理论联系密切，同时又有不同之处。

第一，它将制定战略所需考虑的环境扩大了。制定战略不是仅仅从企业自身来考虑，而是从企业所在的企业生态系统的高度来考虑。企业所在的生态系统是否健康、竞争力如何、如何发展壮大在企业制定战略时显得更为重要。

第二，战略从关注企业自身的成长转变为关注企业所在的企业生态系统的成长和企业在生态系统中的地位的变化。正所谓皮之不存，毛将焉附，企业的命运与之所处的生态系统的命运休戚相关。企业要想生存，必须在生态系统中占据一定的生态位，确保别的企业的触角不会伸向自己的领域；企业要想壮大，则要努力成为生态系统中或者局部的生态系统中的核心企业。

第三，企业的绩效不仅仅取决于企业内部管理的好坏和行业平均利润，而是生态系统和其内部各成员关系的函数[1]。

第四，企业间的竞争由直接变为间接；合作逐步取代竞争。以往的单个企业和单个企业的竞争转变为生态系统和生态系统的竞争。这样，竞争从直接的竞争转变为相对间接的竞争。而在企业生态系统的内部，虽然各成员之间会竞争，争夺核心企业的位置，但是，他们之间的关系更多的是合作。企业生态系统之所以能存在是因为大家为了同一个目标而紧密地联系起来，共同满足客户的需求。

第五，战略的制定从基于产品或服务的竞争，演变为在此基础上的标准与规则的竞争[2]。

第六，从关注企业自身的资源到整合企业可以利用的资源。从古典战略理论学派直至资源学派，都是关注企业自身所拥有的资源。但是到了生态理论战略，由于企业间组成了生态系统，企业相互协作，因此企业不但可以利用自己的资源，还能够整合生态系统内其他企业的资源，从而创造更多的价值。

综上所述，基于生态理论的战略与以往战略理论的不同（如下表所示）。

以上的不同也决定了企业的组织结构的变化。企业生态系统比传统的组织更能够以顾客为导向。企业生态系统中顾客的喜好就好比是阳光。正如植物具有向阳性，企业生态系统则跟着顾客的需求走[3]。传统的组织中，零售商最先知道市场的情况，然后传递给分销商，再传递给制造商。当然由于市场的竞争，会有竞争者取代反应滞后的公司，但是这个过程漫长、无法直接传递到位。但是企业生态系统是一种扁平化的组织，通过建立界面和平台把它的参与者和顾客集合在一起，可以直接和顾客对话，知道顾客需要什么，什么应该被创造出来。同时，企业生态系统具有源源不断的创新的源泉和动力。企业生态系统和以前的组织形式不同，还在于它是一个开放的组织。以往的组织，战略联盟也好，供应链也好，都是一个相对封闭的组织。公司之间通过长期的合作形成对于彼此的信任，形成一个相对稳定的合作关系，从而形成一种相对稳定的组织。但是，企业生态组织是开放的组织。它随时欢迎新的参与者加入，它的大门随时向有志于从事这项事业的人或者组织打开。因此，这保证了企业生态系统能不断地创新，而价值正是来自于生态系统中不断的创新和进步。

三、基于生态系统的企业战略

以上对于生态系统战略的形成、结构、特点等进行了分析，那么在实际中，如何运用这种战略应对竞争？基于生态系统的企业战略分析框架是什么？针对这个问题，结合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生态系统的企业战略分析模型。此模型围绕四方面分析：（1）分析现有的价值理念能否满足市场需求？（2）评估系统风险，包括依赖风险和整合风险。（3）创建价值创新和共享机制。企业的生态系统本质上来说也是一条由各个节点组成的价值链。（4）不断进行绩效评价，审视价值理念、系统风险、竞争优势是否发生变化，并根据变化情况重构生态系统或选择新的系统。模型（如图2所示）。

（一）核心企业战略

基于生态系统的企业战略模型分为了上下两部分，主要是因为核心企业和缝隙型企业在企业生态系统中的战略诉求是不同的。核心企业是企业生态系统的推动力量，他主要负责建立整个系统的价值共享机制、价值创新、整合资源，确保生态系统的竞争力和健康运行。而缝隙型企业则主要关注自己在生态系统中所处的位置，并保持自己的相对优势，参与价值创造的过程，同时在生态系统无法有效运行时，退出此生态系统，转而投向更具有竞争力的企业生态系统。对于核心企业而言：

1.分析现有的价值理念能否满足市场需求。所谓价值理念也就是用简洁的、概括的语言对将来生活的一种设想或想象。价值理念的革新来自于新的思想或者新的科技。正是价值理念的革新创造了新的需求，而新的需求是推动企业生态系统成长壮大的原始力量。当现有的价值理念没有改变，同时现有的价值创造和共享机制依然有效时，则可以巩固现有的生态系统，否则就需要重组企业生态系统。

2.评估系统风险。罗恩·阿纳德指出，一项技术在市场中能否成功，不仅仅取决于这个项目或技术本身，在很大程度上取决于外部的条件。这个外部的条件包括依赖风险和整合风险[4]。在生态系统中寻找符合本企业特点和条件的生态位。所谓依赖风险是指与配套的产品创新者进行协调的不确定性。所谓整合风险是指创新在价值链的周期所带来的不确定性。也许你将本企业的开发周期缩短了，但是价值链上的其他周期时间延长了，也可能导致整体时间的延长，从而使得预期的目标无法实现。

3.建立价值共享机制。新的价值理念可行，同时系统风险也可以预测和控制，那么就可以吸引参与者的加入，但是能否留住这些参与者，并建立起网络关系，就需要靠价值共享机制。通过压榨其他企业的利益而攫取价值链上的大部分利益对企业来说是一个短视的行为。

（二）缝隙型企业战略

对于缝隙型企业来说，他们通过评价核心企业所建立的企业生态系统的竞争力，同时结合自身的能力来确定是否加入到此生态系统中。如果加入，在生态系统中处于何种位置？选择何种生态位？建立什么样的网络关系？在此基础上，确定企业的战略目标并执行战略目标。通过对绩效评价来进行反馈。如果生态系统依然有效，但是企业的优势逐渐丧失或者生态位逐渐被侵占时，企业则需要提高自身的能力，继续

寻找合适的生态位。如果企业生态系统的活力或者价值渐渐丧失，那么企业就应该决定是否退出此生态系统，而转向更具有竞争力的生态系统。当然，在这个过程中，核心企业创建价值共享机制，缝隙型企业也不是被动接受的，他们也会参与到价值共享机制的创建和改善中去。

四、小结

竞争环境的变化正在对企业的竞争方式产生深刻的影响，而竞争方式的转变正在影响着企业的战略制定。从企业生态系统的视角分析战略正在拓展和超越传统的战略分析框架。本文提出了基于生态系统的企业战略模型，该模型围绕分析现有的价值理念能否满足市场需求；评估系统风险，包括依赖风险和整合风险；创建价值创新和共享机制；不断进行绩效评价四方面进行分析，并针对核心企业和缝隙型企业的不同战略诉求进行了区分。

参考文献

[1]A.D.Aveni，Veliyath，Rajaram.Hypercompetition:Managing the Dynamics of Strategic Maneuvering.Academy of Management Review，1996，(1):291-294.

[2]李玉琼.网络环境下企业生态系统的形成机理探析[J].改革与战略，2007，(8):132-135.

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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,

篇8

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，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。新晨

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。

篇9

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，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。

篇10

1研究区概况

研究区位于彭阳县城东北21km处的中庄村，属于典型的温带大陆性气候，地貌类型属黄土高原腹部梁峁丘陵地，年平均降水量433．6mm（22a）左右，分明显的旱季和雨季，其中50％～75％的降水集中在6—9月。3—5月的降水量，只有全年降水量的10％～20％。年平均气温7．4℃，≥10℃的积温为2200～2750℃，地面平均气温8～9℃，7月最高，平均为22～23℃；1月最低，平均为－8℃左右。

一般11月中下旬土壤结冻，至翌年3月初开始解冻。最大冻土深度一般超过100cm。日照时数为2200～2700h，日照百分率为50％～65％，一年之中，6月日照时数最多，9月日照时数最少。近10a的干燥度为1．40～3．04（可能蒸散量／降雨量），无霜期140～160d。主要气象灾害有干旱、霜冻、冰雹等。干旱是这一地区发生次数多、影响面广、危害最严重的农业气象灾害。中庄村全村总面积17．62km2，390户农户、1838口人，人均收入为3651元。农田种植以粮食作物为主，主要有玉米、冬麦、豌豆、马铃薯等，油料作物主要以胡麻为主，饲料作物主要以紫花苜蓿为主。

2研究方法与数据分析

本研究以2000年、2005年、2010年为界限，搜集2005年、2011年研究区的2．5m遥感影像、土地利用规划图、森林资源现状调查图等资料，结合对2000年、2005年和2010年土地利用现状的实地走访调查，借助GIS等技术对区域进行土地利用分类，由于未利用土地和建设用地变化较小，所以将土地利用类型最后统计为4个大类（表1）。生态系统服务价值计算方法利用Costanza等提出的生态系统服务价值估算的原理和方法以及谢高地等中国生态系统单位面积生态服务价值进行计算统计。

结果与分析

1土地利用格局变化

经过统计计算，中庄小流域总土地面积1762hm2，林地、草地、农田、水域的面积共占区域总面积的94．3％。对中庄小流域不同时段土地利用类型进行统计分析（附图4）结果显示，2005年和2010年土地利用类型变化较小，2000年和2010年土地利用类型变化明显，主要体现在林地和草地面积的增加和农田、水域面积的减少。林地由2000年的53hm2增加到2005年的291hm2再增加到2010年的294hm2；草地由2000年的399．9hm2增加到2005年的429．7hm2又略微减少到2010年的429．5hm2；农田由2000年的1196．9hm2减少到2005年的941．0hm2再减少至2010年的941．0hm2；水域由2000年的12．32hm2减少到2005年的0hm2增加至2010年的0hm2。

2000—2010年，研究区域土地利用类型发生了较大的变化。主要表现在农地比2000年减少了27．2％，且坡耕地大面积地减少，95％以上转化为高标准水平梯田（梯田由2000年的153．87hm2增加到2005年的728．80hm2再增加到2010年的730．27hm2）；水域减少为0，水土保持工程措施的实施，减少了径流，致使水库干枯；林地比2000年增加了454．7％，草地比2000年增加了7．4％，主要是因为退耕还林草等工程的实施增加了灌木林、人工草地的面积。

2生态系统服务价值变化

根据表2中的数据可以看出，利用不同时期研究区域4种典型土地利用类型的面积，计算研究区域不同土地利用类型生态系统服务价值，结果见图1。在2000—2010年，4种典型土地利用类型生态系统服务价值均发生了较大的改变，林地生态系统服务价值从2000年的66．5万元／（hm2•a）增加到2005年的367．7万元／（hm2•a）和2010年的371．7万元／（hm2•a）；草地生态系统服务价值从2000年的209．6万元／（hm2•a）分别增加到2010年的223．5万元／（hm2•a）；农田生态系统服务价值从2000的424．7万元／（hm2•a）下降到2010年的333．8万元／（hm2•a）；水域生态系统服务价值从2000年的25．1万元／（hm2•a）下降到2010年的0万元／（hm2•a）。研究区域的总生态系统服务价值从2000年的725．8万元／（hm2•a）分别增加到2005年的926．7万元／（hm2•a）和2010年的929．1万元／（hm2•a），分别增加了27．7％，28．0％。在综合生态系统服务功能中除食物生产和废物处理价值有所下降以外，其他各项生态系统服务功能都有所提高。由于各项生态系统服务价值变化主要与土地面积有直接的关系，食物生产价值主要由农田生态系统提供，因此，农田面积的减少必然使生态系统食物生产价值减少。废物处理价值中以水域价值为最大，林地、草地和农田较为接近，水域和农田的减少必然致使废物处理能力下降。

结论与诗论

（1）研究区域近

10a来土地利用变化表现为2000—2005年快速变化阶段和2005—2010年稳定变化阶段，整体表现为“两减两增”，即农田、水域面积的减少，草地、林地面积的增加。土地利用类型变化是人类活动对区域生态系统最直接的表现形式，近10a来，土地利用类型发生的较大变化，主要得益于退耕还林工程和国家“十五”、“十一五”项目的实施。退耕还林作为国家生态建设的重大工程，始于1999年，研究区域从2001年开始进行坡耕地造林种草和土地整理，区域土地利用格局发生了重大变化，2005年基本形成现在的土地利用格局，退耕还林进入建设成果巩固阶段。近10a来，研究区域林草间作林地面积的大量增加，对区域生态环境具有极大的影响，合理的造林措施、空间配置对区域生态环境的改善具有明显的促进作用，不合理的造林措施、造林密度必然造成区域生态环境的恶性循环。研究区域梯田面积的增加对减少水土流失、提高降雨利用效率、提高土壤肥力、实现农业现代化、机械化生产具有重要意义，是一种较好的土地整理措施。

（2）研究区域近