生態系統的直接價值
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生態系統的直接價值范文第1篇
近百年來，隨著自然生態系統的劇烈變化，生態問題不斷惡化，人類福祉遭受的不利影響日益嚴重，因此人類社會迫切需要管理生態系統的科學信息[1]。生態系統服務就是生態學界為了滿足這種需要而提出的聯系生態系統與人類福祉的一個重要概念。生態系統服務研究旨在為完善對生態系統的管理，確保對生態系統的保護與可持續利用，進而提高人類福祉和推動經濟社會可持續發展進程提供科學信息，目前它已經成為國際上科學研究的熱點問題之一[1,2]。本文主要是針對生態系統服務的定義與分類，生態系統服務的主要特征，生態系統服務的供給、需求與消費，以及生態系統服務的價值與評估這4個基本問題進行論述，以期能為我國今后的生態系統服務研究提供參考。
2 生態系統服務的定義與分類
2.1 生態系統服務的定義
生態系統服務是20世紀90年代以來生態學界廣泛使用的一個重要概念。目前，學術界廣泛引用的生態系統服務的定義主要有3個：
(1)生態系統服務是自然生態系統及其組成物種得以維持和滿足人類生存的條件與過程。它們能夠維持生物多樣性和各種生態系統產品(比如海產品、草料、木材、生物燃料、天然纖維，以及許多醫藥和工業產品及其生產原料)的生產[3]。
(2)生態系統產品(比如食物)與服務(比如同化廢棄物)是指人類直接或者間接地從生態系統功能當中獲得的各種收益[4]。
(3)生態系統服務是指人類從生態系統獲得的各種收益[5]。它們包括生態系統在提供食物和水等方面的供給服務，在調控洪水和疾病等方面的調節服務，在提供精神、消遣和文化收益等方面的文化服務，以及在養分循環等方面維持地球生命條件的支持服務。在這3個定義的基礎上，許多學者結合各自的研究又提出了一些不同的定義。
從生態系統管理的角度，Wallace基本認同千年生態系統評估(簡稱MA)提出的定義，但在具體理解上卻存在一定的分歧。作為人類從生態系統獲得的收益，Wallace認為生態系統服務是生態系統管理設定的目標和預期取得的成果，應當根據生態系統的結構與組分定義生態系統服務[6]。Wallace定義的生態系統服務主要包括食物、水、木材，以及文化價值等人類直接消費的生態資源。他強調生態系統過程不是生態系統服務，而是生態系統服務的生產方式，生態系統管理正是通過對生態系統過程的干預來獲得預期的生態系統服務。對比可知，MA定義的調節水資源和調節氣候等調節服務以及光合作用和土壤形成等支持服務，大多不屬于Wallace定義的生態系統服務的范疇。
從構建環境核算與績效體系并且最終建立綠色GDP的角度，Boyd等認為生態系統服務是核算人類從自然界獲得的收益的合適單位，但是“生態系統服務”的外延過于寬泛，因而提出了“終端生態系統服務(final ecosystem services)”，并把它定義為“人類為創造福祉而直接使用或者消費的自然組分”，“終端”的含義是指生態系統的最終貢獻[7,8,9]。他們強調終端生態系統服務是指人類直接使用或者消費的自然界的最終產品，主要包括2層含義：
(1)生態系統服務是生態系統的最終產品，不包括大量的中間組分與過程，這一點與Wallace的觀點相似。
(2)生態系統服務是生態產品，不包含勞動力和其他非生態要素，因此它又不同于人們通常消費的經濟產品。另外，和Costanza、MA以及Wallace的觀點不同，Boyd等認為生態系統服務不是收益，它們只是收益的生產要素。
從制定決策的角度，Fisher等認同Boyd等提出的生態系統服務應當是生態事物的觀點，但不同的是他們認為不管是生態系統的組成要素還是生態系統過程，不管是直接的還是間接的，只要是創造人類福祉所使用的，生態系統的各個方面都可稱為生態系統服務，即生態系統服務是人類為創造福祉而直接或者間接使用的生態系統的各個方面[10,11]。
綜上可知，生態系統服務是以生態系統對人們的收益而定的，學術界對它的認知并不完全一致。根據不同的角度，有的學者認為它是收益，有的學者認為它不是收益；有的學者認為它包括生態系統過程，有的學者認為它不包括生態系統過程。需要說明的是，如果把生態系統服務定義的比較“嚴格”，就可能忽視或者漏掉對于人類的長遠福祉更加重要的關鍵的生態系統過程，而如果定義的比較“寬泛”，就可能增加操作的難度。因此，在使用生態系統服務這一概念的時候，應當根據具體目的給出明確的定義及內涵。
2.2 生態系統服務的分類
和定義生態系統服務的情況相似，生態系統服務的分類也存在多種不同的形式。目前，比較有代表性的分類包括：
(1)De Groot等從生態系統功能的角度提出的生態系統服務分類。他們把生態系統功能定義為“生態系統的自然組分與過程提供可以直接或者間接地滿足人類需求的產品與服務的能力”，并把生態系統功能分為4大類和23項具體的功能，進而劃分了和每項功能相對應的生態系統服務[12]。
(2)MA的分類。MA是把生態系統服務劃分為4個一級類別，30個二級類別和37個三級類別，它是主要根據生態系統功能但同時也考慮了人文收益等因素，具有綜合分類的特點[1]。
(3)謝高地等根據我國民眾和決策者對生態服務的理解狀況提出的生態系統服務分類。他們是將生態服務劃分為供給服務、調節服務、支持服務和社會服務4個一級類別，初級產品提供、淡水供給等14個二級類別，以及食物生產、原材料生產等32個三級類別[13]。
(4)Wallace的分類。他是根據和特定的人文價值相對應的各種需求進行劃分的，也就是基于人文價值的生態系統服務分類。它屬于人類中心主義的范疇，因此沒有考慮生態系統及其服務的內在價值。需要說明的是，這一分類中與社會文化價值有關的生態系統服務實際上是從MA的分類中借用過來的，它們的組織與安排尚需進一步探討[6]。
(5)張彪等提出的基于人類需求的生態系統服務分類：他們是首先把人類需求分為物質需求、安全需求和精神需求3個層次，然后劃分了和這3個層次的需求相對應的3類和12項服務[14]。此外，Boyd等根據人類從生態系統獲得的收益(通常包括消遣、美學享受、商業型和自給型的收獲品、危害規避、人類健康，以及對生物多樣性的享用等)提出了一個示例性的分類，他們是分別劃分了與各種收益相對應的終端生態系統服務[8,9]。受篇幅限制，本文僅給出MA的分類作為示例(見表1)。
關于生態系統服務的分類，作者認同Fisher等的觀點，即生態系統服務分類應依據生態系統與生態系統服務的特征以及研究目的而定，因此不會存在適用于多種情境的普適性生態系統服務分類[11,15]。每一種分類都包含特定的動機并有特定的適用情境，比如De Groot等的分類緊密結合生態系統功能，適用于生態系統服務方面的機理研究；MA的分類和謝高地等的分類具有綜合性，易于理解和接受，因此更加適用于生態系統服務方面的教育和傳播知識。
3 生態系統服務的重要特征
目前，人們已經認識到關乎人類福祉是生態系統服務的核心特征。但除此之外，生態系統服務還具有一些生態與經濟方面的重要特征。
(1)復雜性。生態系統是具有反饋、時滯與嵌套特征的復雜系統。對于生態系統與生態系統服務的動態變化，人類的認知尚處于初級階段[16]。首先，對于有些生態系統服務，目前還不能直接測定，而是使用一些指標[11]。比如，對于森林提供的碳蓄積服務，還不能直接測定蓄積的碳的數量，而是一般使用森林面積來代替。由于森林類型、林齡以及結構的差異對碳蓄積過程具有顯著影響，從而使得僅由森林面積得出的碳蓄積服務不夠精確。第二，受隨機因素、內在和外在因素的影響，生態系統服務的存量或者流量具有變異性[5]。生態系統與生態系統服務的變異性，在一定范圍內是可以預測的，但是一旦超過某一臨界閾就會變得難以預測。比如20世紀90年代早期，加拿大紐芬蘭漁場的鱈魚資源由于過度捕撈突然枯竭，從而導致開發經營了數百年的漁場被迫關閉[1]。臨界閾現象是生態學界研究的重要問題，但由于其復雜性這方面的進展似乎并不順利。抵抗力和恢復力是目前研究生態系統服務的變異性的2個常用指標，前者是指生態系統服務的生產與供給在發生不可逆轉的變化之前，對干擾的最大承受能力；后者是指在干擾去除之后，生態系統服務的生產與供給恢復到干擾之前的水平所需要的時間。第三，生態系統服務一般具有不確定性[17,18]，比如河流上游生態系統對下游的洪水調節，這類服務與洪水的發生與否、級別大小以及受益人群的社會經濟狀況具有很大關系。再如，海濱濕地的防護服務與風暴的發生概率以及海濱地區的人口與經濟社會狀況有關。
(2)尺度特征。生態系統服務的尺度是指生態系統服務在空間與時間上所涉及的范圍。一方面，生態系統服務來源于不同的空間與時間尺度上的生態過程或者生態系統。Costanza指出，根據生態系統服務的空間特征可以把文獻。因此，尺度分析對于揭示生態系統管理中不同利益方的利益所在，進而制訂各利益方都能接受的管理方案至關重要。
(3)公私物品特征。在經濟學中，競爭性和排他性是描述公私物品特征的2個重要指標。所謂競爭性是指一方對生態系統服務的使用或者消費會降低或者減少另一方的使用或者消費；而排他性則是指一方可以排斥另一方對生態系統服務的使用或者消費，比如一家在自己田地里種植的作物，另一家未經允許就不能收割。Fisher等指出，根據競爭性和排他性可以把生態系統服務劃分為4大類[11]：第一類是私有物品，比如糧食和木材等，它們的使用或消費具有競爭性和排他性；第二類是公共物品，比如凈化空氣和調節氣候等，它們的使用或者消費不具有競爭性和排他性；第三類是公共資源，比如公海的魚類等，它們的使用或者消費雖然具有競爭性但卻不具有排他性；第四類是俱樂部產品，比如申請了專利的生物信息產品，它們的使用或者消費雖然不具有競爭性但卻具有排他性。
事實上，一般物品都是不同程度的公私混合物品，生態系統服務也不例外，而且公私性質會隨生態系統與社會系統以及它們之間的相互作用的變化而變化。比如一般情況下公海的魚類資源是不具有排他性的，但是，可以想象在有些情況下國際社會也可能會通過制度與技術壁壘排除某些利益方對公海魚類的捕撈。另外，有些生態系統服務在低水平的使用階段可能不具有競爭性，但是當使用水平達到一定的程度之后也可能會出現競爭，比如在低水平的捕撈階段或者可持續的捕撈階段，沿海的魚類資源是不具有競爭性的，但是，當過度捕撈導致魚類資源大量減少時就會出現競爭[11]。再如，農業生產上的灌溉用水，在水資源充裕的情況下是不具有競爭性的，但是在水資源短缺的情況下也會出現競爭。在生態系統管理中，通過市場機制和權屬制度已經對屬于私有物品的生態系統服務取得了較好的管理效果。但是，對于屬于公共物品、公共資源和俱樂部產品的生態系統服務來說，目前卻尚未得到有效的管理，從而導致了對許多生態系統服務的過度消費以及不合理的開發或者破壞。
(4)收益依賴性。從構建綠色GDP的角度，以及從制定決策的角度，Boyd等對“服務”和“收益”這2個術語的含義作了嚴格區分[7,8,9]。他們認為生態系統服務僅是收益的生產要素，服務不等于收益；除了生態系統服務之外，人類獲得的收益往往還包含勞動力、技術和資金等其他資本的投入。比如，人們通常認為“消遣”是一類生態系統服務，但實際上“消遣”是一種收益而不是服務 ，因為在消遣當中除了生態系統提供的美景與生物多樣性等生態系統服務之外，還需要一定的技術與資金等方面的投入，而且消遣的效果與技術和資金等方面的投入關系很大。雖然從這個角度來說，不能把“服務”等同于“收益”，但是生態系統服務的界定卻對收益具有直接的依賴性，也就是說生態系統的組分、結構與過程究竟是不是生態系統服務，這要以人類得到的具體收益而定。比如某一偏遠的濕地生態系統提供的潔凈水，如果沒有人使用就不是生態系統服務，但如果有人抽取這些潔凈水用于灌溉或者飲用，那么就是生態系統服務，而且抽取的灌溉水或者飲用水就是受益者從中獲得的收益。另外，Fisher等還把生態系統服務劃分為直接服務和間接服務2類。比如對于一個濕地生態系統來說，人們可以從中得到潔凈的飲用水，在這一收益當中，生態系統的養分循環屬于間接的生態系統服務，而生態系統提供的水源則屬于直接的生態系統服務。
自然界中，同一生態系統往往可以為不同的利益方提供多種不同的生態系統服務。比如上面提到的荷蘭的De Wieden濕地，既可以為當地居民提供蘆葦，同時還可以為自然保育者提供珍稀的鳥類。因此，在生態系統服務的價值核算中，認真地分析生態系統服務的收益依賴性至關重要。
4 生態系統服務的供給、需求與消費
生態系統服務的供給、需求與消費是聯系生態系統與人類福祉的3個不可或缺的重要環節。生態系統服務是由生態系統生產的，它的供給主要取決于生態系統的空間范圍、結構與機能，而且往往受到人類活動的不同程度的影響，尤其是人工生態系統更是如此[13,20]。生態系統服務是人類福祉的源泉，生態系統服務的需求就是人類為了創造福祉而對生態系統服務的要求。生態系統服務的消費是指人類生產與生活對生態系統服務的消耗、利用和占用，它容易受到多種因素的復雜影響，比如生態系統服務的供給、價格、收入、偏好、替代品以及人類的需求等，而且由于種種原因通常具有過度利用與濫用、利用不足，以及無償利用等特點[13,21]。
謝高地等根據計量經濟學理論和生態服務研究積累的理論成果，提出以生態服務生產函數、生態服務成本函數作為生態服務生產的主要理論基礎和分析方法，以生態服務消費函數和生態服務效用函數作為生態服務消費的主要理論基礎和分析方法[13]。這一構想為今后研究生態系統服務的供給與消費指明了方向，但是它的實現也面臨著許多挑戰。關于生態系統服務的生產函數，生態學界已經開展了大量的工作并已取得了一定的成果。它們通常是以生物因素、自然因素、地質因素以及土地利用等人文因素作為輸入變量來模擬生態過程，比如土壤侵蝕模型和生產力模型等。但是，生態生產函數的模擬結果只是生態過程或者生態產品，而不一定是生態系統服務，生態系統服務是人們需求與消費的生態過程或者生態產品，這一點通常被人們所忽視。因此，在生態生產函數的基礎上，還應當分析生態系統服務的需求與消費狀況，比如生態系統服務的需求與消費人群，他們的地理分布與社會經濟狀況等。
生態系統服務的供給、需求與消費事關生態保育和社會公平等重大問題。在生態保育方面，當地居民通常偏向于消費或銷售從自然生態系統獲得的各種產品，從而獲得直接的短期收益；而國家或者國際上的利益方則偏向于保護自然生態系統提供的間接的環境服務[19]。在社會公平方面，通常情況下是采取生態系統與生物多樣性保育的部分國家和地區，在以高昂的局地成本提供重要的環境服務，而有些國家和地區在這方面付出的局地成本相對較低，但是，他們卻也同樣享受主要由其他國家和地區實施的保育政策所產生的環境收益[22]，這是有違公平原則的。案例研究表明，由于生態系統服務的測算與評價成本較高，僅依靠市場途徑難以實現生態系統服務的有效配置，為了保護公眾的利益，許多情況下還必須依靠精心設計的政府干預措施[7]。因此，為了實現生態保育和社會公平的雙重目標，應當結合前面介紹的生態系統服務的重要特征，對生態系統服務的供給、需求與消費開展綜合研究，了解生態系統服務在社會不同群體中的分布及變化，從而為生態系統管理提供系統全面的科學依據。
美國斯坦福大學的“自然資產”研究項目開發的“InVEST”模型在綜合研究生態系統服務的供給、需求與消費方面已經做出了開創性的工作[20]。目前，“InVEST”模型已經具有了模擬木材生產、非木材森林產品的生產、水電與灌溉水源等生態系統服務的供給、需求與消費的能力，同時研究人員仍在開發模擬其他生態系統服務的模塊。但是，它的應用在許多地區面臨著數據缺失與質量問題，因為不同生態系統服務的空間尺度差別較大，比如昆蟲的授粉服務大約為方圓1.5km的范圍，對空間數據的精度要求較高，而森林的碳蓄積服務則為全球性的，對空間數據的精度要求較低[20]。因此，要想對生態系統服務的供給、需求與消費開展綜合研究，除了基礎理論與分析方法之外，基礎數據資料庫的創建也是一項急迫的任務[22]。
5 生態系統服務的價值與評估
價值是指某事或某物對使用者設定的目的、目標或者條件的貢獻[5]。不同的學科、哲學觀點和思想學派對生態系統服務的價值的認識各不相同[24]。目前，人們提出的生態系統服務的價值一般包括效用價值和非效用價值2類[5,24]。
5.1 生態系統服務的效用價值與評估
效用價值是根據價值的效用理論提出的，它是建立在人的需求與偏好的基礎之上的。根據效用理論，生態系統服務之所以具有價值是因為人們可以從生態系統服務的實際利用與潛在利用中直接或者間接地獲得一定的效用，從而滿足不同方面的需求與偏好。生態系統服務的效用價值包括使用價值和非使用價值2類，使用價值又分為直接使用價值、間接使用價值和選擇價值。直接使用價值是人們為了滿足消耗性目的(比如對食物、薪柴的利用)或者非消耗性目的(比如對美景的欣賞)而直接使用的生態系統服務所具有的價值；間接使用價值是指為滿足人類直接需求的生態系統服務的生產提供條件的那些生態系統服務所具有的價值，比如土壤形成和光合作用等；選擇價值是指為了本人、他人或者后代在未來能夠選擇利用某些服務而對其采取保護的價值，有時也叫做遺產價值。非使用價值通常也叫做存在價值，它不涉及對生態系統服務的直接的或者間 接的使用，而是指單純從某些生態系統服務的存在中獲得的滿足。比如有人從來沒有親眼見到過北極熊，而且今后也從未打算要去參觀北極熊，但是他(或者她)仍然能夠從得知北極熊的確實存在中獲得滿足，這就是他(或者她)賦予北極熊的存在價值[24]。
關于效用價值的評估，一般是根據經濟學中的支付意愿對生態系統服務的效用進行評估。目前，學術界已經提出了揭示對生態系統服務的支付意愿的許多經濟價值評估方法，但每一種方法都有其優點和缺點[24-30]，應當根據具體情況選擇使用。需要強調的是，各人從生態系統服務獲得的效用取決于他(或者她)的需求與偏好，效用價值與個人需求關系極大。目前，在計算社會獲得的效用時一般是按照等權重原則將社會中每個人獲得的效用進行合計，對于評價民眾并不熟悉的生態系統服務來說，這一做法已經引起了部分學者的質疑。但是，除了等權重之外究竟應當如何確定社會中不同成員的效用權重著實也是一個非常困難的問題[24]。
目前，生態系統服務的效用價值評估仍然存在一些薄弱環節。比如已經開展的評估大多是對特定生態系統服務的總價值的評估，而對邊際價值的評估較少[24,25]。事實上，對于有些生態系統服務的管理來說，邊際價值的意義或許比總價值更加重要，比如作為瀕危物種的棲息地，自然保護區的邊際價值的變化對于確定保護區的范圍大小至關重要。此外，以往對特定生態系統提供的一系列相互依賴的生態系統服務的全面評估，以及針對特定生態系統在不同的管理體制下所提供的生態系統服務的價值變化所開展的評估相對較少，但恰恰正是這些類型的評估才能為局地、國家以及全球層次上的決策者提供權衡利弊的相關信息[22]。因此，今后應當加強以上這些方面的生態系統服務的效用價值評估。
5.2 生態系統服務的非效用價值與評估
生態系統服務的非效用價值主要包括生態價值、社會文化價值和內在價值[5]。生態價值來源于生態系統內部不同組分之間的因果關系，它是某一物種或組分在維持其他物種或整個生態系統的生存方面所具有的價值。也就是說，生態系統的組分、結構與過程作為生態系統服務不僅可以滿足人類的需求與偏好，而且在維持自然界的生命支持過程中也具有不同的作用。比如植被在控制侵蝕方面的作用，微生物對廢棄物的分解在養分循環方面的作用。在生態破壞日益嚴重的形勢下，保護區的選取以及生態系統服務可持續利用的最低安全標準的確定，都需要生態價值方面的有關信息[5,17,19]。生態系統服務的生態價值主要是通過生態學上的有關指標進行評估，比如物種多樣性、生態系統的完整度，以及表征生態系統健康狀況的指標等。
生態系統服務的社會文化價值是指許多人根據不同的世界觀或者倫理、宗教、文化和哲學方面的自然觀與社會觀，把他們生活和依存的生態系統作為其社會文化認同的重要組成部分，從而認為這些生態系統及其服務具有不同的社會文化價值[5,25]。比如，作為華夏文明的搖籃，中原地區的黃河流域承載著厚重的炎黃文化。社會文化價值的評估一般是通過審議式的或者“群組”式的意愿調查價值評估程序，把相關利益方的民眾或者代表召集在一起，根據經濟價值評估的原則對生態系統服務的社會文化價值進行審議和評估[5]。但是，由于涉及對社會文化的認同，因此一般的效用方法并不能估算出真實的社會文化價值。
生態系統服務的內在價值是生物中心論者提出的獨立于人類需求之外的價值，是生態系統服務本身內在固有的、不因外在于它的其他相關事物而存在或改變的價值，它是建立在許多文化世界觀和宗教世界觀的基礎之上的[5]。比如在美國一些印第安人的文化世界觀中，他們認為動物和植物以及自然界的其他事物都具有親緣關系，來源于共同的母親(大地)和父親(天空)，因此它們和人類一樣具有內在價值。對于生態系統服務的內在價值來說，雖然不能采用經濟價值評估方法，但是可以根據社區、國家或者國際層次上的有關法規以及宗教的教規對違反者的有關處罰或者制裁進行評估。比如根據野生動物保護法對非法獵殺野生動物的處罰與制裁的嚴厲程度，可以作為不同級別的野生動物的存在價值的評價依據。
綜上可知，生態系統服務具有效用價值和非效用價值方面的多重價值屬性。在生態系統服務的管理決策中，效用價值和非效用價值具有相互補充與制衡的作用，比如對自然生態系統的開發利用不僅要考慮效用價值方面的成本與收益是否合算，而且還要考慮是否違反物種與生態系統的生態價值、社會文化價值和內在價值方面的有關法規。因此，生態系統系統服務的價值評估應當構建和使用多準則的綜合價值評估體系。
6 結論
綜上所述，本文主要得出以下幾點結論：
(1)生態系統服務是以生態系統對人們的收益而定的，學術界對它的認知并不完全一致。因此，在使用生態系統服務這一概念的時候，應當根據具體目的給出明確的定義及內涵。
(2)生態系統服務具有復雜性、尺度特征、公私物品特征和收益依賴性等重要特征。結合案例深入分析生態系統服務的這些特征，對于生態系統服務的測定、模擬、價值評估及管理決策至關重要。
生態系統的直接價值范文第2篇
【關鍵詞】城市；森林生態系統；服務功能；價值；評估
提高城市綠地系統生態服務功能，促進城市生態系統的改善，滿足市民接近和回歸自然的渴望，已成為城市化建設亟待解決的重大課題。提高綠地生態功能，促進城市綠化的可持續發展則是當今主流的研究方向。
1.城市森林的概念和內涵
城市森林與城市林業的概念主要差異性在于城市林業主要側重于行業的經營和管理，將城市園林綠化納入林業經營管理的范疇，是一個多方面的經營管理體系；而城市森林是將城市綠地主要以森林的形式進行構筑和管理，是一個比較狹義的概念[1]。因此，城市森林是建立在改善城市生態環境的基礎上，借鑒地帶性自然森林群落的種類組成、結構特點和演替規律，以喬木為骨架，以木本植物為主體，藝術地再現地帶性群落特征的城市綠地。
2.城市森林生態系統服務功能
2.1生態服務功能的含義
廣義上的生態系統服務包括生態系統產品和生態系統服務，生態系統服務是指生態系統與生態系統過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[2]。一般而言，生態服務功能（Ecosystem services）是指自然生態系統及其物種共同支撐和維持人類生存的條件和過程；它能夠比較清晰地描述人類對生命支持系統的依賴性，為人們評價各種技術和社會經濟發展方式的長遠影響提供了一種參考，以防止和減少自我毀滅性的經濟和社會活動[3]。
2.2城市森林生態系統的生態服務功能
森林生態系統的生態服務功能是指森林生態系統及其生態過程為人類提供的自然環境條件與效用[4]。從復合生態系統的角度來看，它不僅包括該系統為人類提供食品、醫藥和其他工農業生產的原料這內部效益，更重要的是支撐與維持地球的生命支持系統，維持生命物質的生物地化循環與水文循環，維持生物物種與遺傳多樣性，凈化環境，維持大氣化學的平衡與穩定的外部公益作用。
3.城市森林生態系統服務功能價值評估主要研究方法
客觀準確的計量評價城市森林生態系統的服務功能及其價值仍然是一個有待深入研究的理論和技術難題，已成為國內外生態學與生態經濟學研究的前沿課題。面對當前極為緊迫的生態環境建設局面，充分認識森林生態系統在預防自然災害和促進資源經濟協調發展中的巨大作用，保護與恢復城市森林生態系統功能，應該成為各級決策部門的共識[7]。
3.1城市森林生態功能評價方法
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。根據城市森林生態功能屬性，以擇優原則選擇適用的評價辦法。
3.1.1物質量評價法
3.1.1.1森林固定CO2和釋放O2的價值
考慮到森林生態系統是一個復雜生態系統，有植物的光合作用和呼吸作用，凋落物層的呼吸作用和土壤釋放CO2的作用[9]，因此：
式中，Q為CO2固定量（1.hm-2.a-1）；S為凈第一性生產力所同化的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rd為凋落物層呼吸釋放的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rs為土壤呼吸釋放CO2量（1.hm-2.a-1）。根據已有資料報導，我國森林固定CO2和釋放O2的成本分別為273.3元t和369.7元t，取碳稅法和造林成本法兩者的平均值來評價森林生態系統固定CO2的價值。
3.1.1.2凈化空氣的價值
森林凈化空氣的主要機能是：吸收氣體污染物、阻滯粉塵、殺除細菌、降低噪聲、釋放負氧離子和萜烯物質。因而對空氣的清新和人體健康有利。這里重點對吸收污染氣體價值和阻滯粉塵的價值進行評估[2]。
（1）森林吸收污染氣體的價值
以SO2為例，常用有吸收能力法。根據單位面積森林吸收SO2的平均值乘以森林的面積，計算出吸收的SO2量，再根據防治污染工程中削減單位重量SO2的投資額度，算出森林吸收SO2的經濟價值“閾值法”對吸收能力的推算以SO2在林木體內達到閾值時的吸收量來計算“葉干重法”樹木吸收：
SO2量=葉片積累+代謝轉移+表面吸附。通過實驗測定某樹種葉在一定期間含硫量變化作為吸收量，再根據葉干重占植物的比例計算出轉移的流量和葉面表面蒙塵量。
根據《中國生物多樣性國情研究報告》，闊葉林對SO2的吸收能力為88.65kg/hm-2/a-1，針葉林平均吸收能力為215.60kg/hm-2/a-1，減少SO2的成本為600元/t-1。
（2）森林阻滯粉塵的價值
森林的滯塵功能價值評估方法運用替代花費法， 通常以森林的平均滯塵能力乘以森林面積計算滯塵量，再按削減粉塵的成本計算經濟價值，從而估算城市森林生態系統滯塵功能的價值。
式中，Vd為滯塵價值（萬元/a-1）；Qd為滯塵能力（1。hm-2.a-1）；S為面積（hm2）；Cd為削減粉塵成本（元/t-1）。
3.1.1.3休閑游憩功能評估
旅行費用法（TCM法）是當前世界上最流行、也是應用最廣泛的森林游憩價值評價方法。由森林旅游產品的消費逆向流動，游客必須支付一定的交通費用以到達林地從事旅游活動，通過對這些費用的統計分析可得出旅游需求與旅行費用之間的關系，求出旅游需求曲線。將旅游者的旅行費用包括旅行時間價值作為“影子價格”求出游客的消費者剩余，一個風景區的旅游價值就是該風景區全體游客的消費者剩余之和。
3.1.2價值量評價法
3.1.2.1 直接利用價值
森林生態服務功能的直接經濟價值是由于環境資源對目前的生產或消費的直接貢獻決定的。也就是指環境資源直接滿足人們的生產和消費需要的價值。如木材、野生藥物、森林游憩等，都是森林的直接經濟價值。直接利用價值可用產品的市場價格來估計，其主要表現為林產品價值和游憩價值。
3.1.2.2間接利用價值
間接利用價值是由環境所提供，可用來支持目前的生產和消費活動的功能中檢索截獲的價值。間接利用價值不直接進入生產和消費過程，但為生產和消費提供了支持和保障，沒有它們，生產和消費就不能正常進行或不能存續。森林生態服務功能的間接經濟價值主要表現為森林生態系統的環境功能，如保持水土、凈化水質、固碳制氧等、營養物質循環等，是其生態服務功能價值的主體，是最難以進行評價而又最容易被人們忽視的價值。因此，對這部分價值進行定量評價對確切評價森林的生態服務功能具有重要意義。間接利用價值的評估常常需要根據生態系統功能的類型來確定。目前多運用市場價值法、替代市場法等方法評估其經濟價[5]。
（1）涵養水源價值計算
采用水量平衡法來計算水源涵養量， 水的價值采用替代工程法（或影子工程法）來計算：
W=（R-E）A=θ.RA
式中W為涵養水源量（m3/a）；R為平均降雨量（mm/a）；E為平均蒸發散（mm/a）；A為研究區面積（hm2）；H為徑流系統。
森林增加地表有效水量的價值可用下式計算：
式中，V為森林增加地表有效水量價值；Si為第i樹種的面積；H0、Hi分別為對照地和第i樹種單位面積的攔蓄降水能力，m3.hm2；P為當前生活用水價格，取2.0元m3。
（2）凈化水質價格計算 采用替代工程法來計算。
（3）保持土壤價值計算
森林植被的存在可以極大的減少土壤侵蝕量、保護和提高土壤肥力水平。因此，森林保持土壤的價值可從減少土地損失、減少土壤肥力損失和減免泥沙淤積和滯留3個方面加以考慮。其中，森林減少土壤肥力損失的價值可按下式計算：
式中，Vf為森林保肥效益經濟價值計算；d為單位面積水土流失量；s為森林面積；P1i為森林土壤中氮磷鉀等含量；P2i純氮磷鉀等折算成化肥的比例；P3i各類化肥的銷售價。
（4）凈化空氣價值計算 主要采用影子價格法來計算。
（5）凈化環境價值計算 一般是根據森林面積及森林對有害物質、噪聲、輻射等的減除能力及影子價格計算[10]。
4.關于城市森林生態功能評價的建議
就我國目前的研究現狀來看，森林生態系統服務功能的研究還處于初級階段，多數研究尚處在對于其理論方面的探討，研究的對象比較單一，功能范疇方面的考慮也不夠全面；在估算方法上，大多直接引用國外的研究方法或者直接套用國外的標準。由此可見，在我國盡快開展生態系統服務功能及其生態經濟價值的研究，是為生態環境保護與建設提供決策依據，以實現可持續發展所亟待解決的重要課題之一[5]。為此建議：
4.1 城市森林生態系統服務形成機制研究
城市森林生態系統服務是人類從生態系統維持自身的生境、生物、生態系統的特征或過程中直接或間接獲得的利益，而城市森林生態系統的結構與過程是相互作用、相互影響的，研究這兩方面的相互作用關系是弄清生態系統服務形成機制的基礎，也可為生態系統服務功能的維持與保育提供方法與對策。
4.2 不同城市森林生態類型的各種服務價值研究
城市森林生態系統功能評價是區域規劃的基礎和重要依據。通過城市森林生態系統服務功能的評價，可以明確區域內生態系統重要性差異及其空間分布特征，確定城市森林生態系統不同類型服務功能重要地區及其分布，確定區域優先保護生態系統和優先保護地區，從而科學合理地進行區域生態區劃和生態規劃，在時間和空間尺度上實現資源的合理利用和區域可持續發展。
4.3多學科有機結合和集成創新
城市森林生態系統服務價值的研究依賴于生態學的基礎研究，應著眼于對地球生命維持系統具有特殊意義的生態系統的生態過程，加強自然研究與經濟學、社會學等學科的交融。城市森林生態系統服務價值的實現與補償不僅依賴于價值估算的技術發展，而且也有待于現有市場價格體系和人們價值觀的改革。
4.4對服務功能價值評估的方法和手段有待進一步加強
目前國外已開始采用SWAT， UFORE以及C ITYGrccn等相關軟件，并在地理信息系統支持下對森林服務功能進行了監測與評估，其精度與便捷性都得到了提高[38]，然而目前國內對森林生態效益評價研究的技術支持手段還較為落后，遙感、地理信息系統技術等高新技術的應用還不多，其結果不僅速度慢，費工費時，而且不能很好地分析、管理和應用評估所需的數據信息，更難以做到動態管理和評估。為此，在今后的研究過程中關于生態系統服務功能評估的手段與方法有待進一步提高。
5.結語
由于城市森林生態系統服務的多樣性、生態過程與經濟過程之間聯系的復雜性以及自然過程的不確定性，對生態系統服務進行核算難度極大，無法作到準確無誤。但在這方面的任何嘗試都是有益的，不僅給出城市森林生態系統服務相對量的近似值，使城市森林生態系統服務的潛在價值范圍明朗化，而且為進一步研究建立了基礎。
參考文獻：
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生態系統的直接價值范文第3篇
關鍵詞：生態資本國民經濟核算體系綠色國民經濟核算體系
現有的國民經濟核算體系只注意到了對社會經濟的正面效應，沒有反映負面效應所造成的影響，從而使得我國社會經濟發展陷入到一個環境惡化、資源缺乏、生態失衡和不可持續發展的困境之中。因此，改革現有的國民經濟核算體系，對資源環境進行核算，走“綠色發展”道路，是實現我國社會經濟持續發展的唯一選擇。
經濟活動離不開物質資本、人力資本和生態資本三者共同作用。“綠色發展”就是以“綠色GDP”為發展目標，從現行的GDP中扣除資源環境成本和對資源環境的保護服務費用，在保障生態資本可持續發展的前提下，更多地以人力資本代替資源資本和環境資本，提高物質和能源的使用效率，使經濟增長方式轉變為低能耗、低污染。
1生態資本內涵
1．1生態資本定義
生態資本是相對人力資本和物質資本(實物資本與金融資本)而言的，表現為生態系統所有的資源生態潛力、環境自凈能力、生態環境質量和生態系統對人類的整體有用性等生態質量因素的總和，是具有生態價值的資本。生態資本按空間構成關系可分為三類：(1)地質資本，包括礦物資源和化石資源；(2)地理資本，包括土壤資源、水力資源、氣候資源和生物資源；(3)星際資本，包括光能和風能。而應納入生態資本價值核算體系的只包括地質資本和地理資本這兩種數量有限的資源。
1．2生態資本的特征
生態資本作為參與經濟活動的要素之一，同物質資本和人力資本一樣，生態資本的特征也具有二重性：一是具有生態資本的本質屬性，具有自然生態功能，遵循自然生態規律，表現為生態資本的使用價值；二是具有資本的共同屬性，即以保值增值為目的，遵循市場供求與競爭規律，表現為生態資本的價值。
但是，生態資本不同于物質資本和人力資本，生態資本具備其它資本所不具有的特征：(1)整體增值性。資本的目標是價值最大化或盈利最大化，由于生態資本受到生態系統整體性的制約，保持生態系統內各因子的平衡協調，是實現生態系統整體價值最大化或盈利最大化的前提；(2)長期受益性。通過合理利用生態資本，其使用價值與價值將不會永久喪失。并且，可再生資源還能依靠其自生的累積性，使生態資本自動增值，帶來長期的經濟效益與生態效益；(3)雙重競爭性。生態系統各因子是在相互制約與相互促進中得到發展的，遵循共生、相生相克等自然生態競爭規律；同時，生態資本又與物質資本、人力資本等存在著市場競爭，遵循市場競爭規律；(4)開放性與融合性。生態資本既具有生態環境系統的開放性與多樣性，又具有一般資本的融合性與擴張性，生態資本經營可以采用產權主體多元化、利益共同體等方式；(5)極值性。生態資本能夠承載人類生存與經濟發展對生態系統經濟功能的需求，但是，生態資本對人類的需求并不是無限滿足的，其承載力具有一定的極值，超過極值進行開發和利用，將會導致資源環境的退化；(6)不動性與逃逸性。生態資本既具有資源環境的空間固定性，又具有一般資本規避風險的逃逸性。低回報率的生態資本會轉移地域或變換形態，流動到回報率較高的領域，引起生態資本的資本功能性逃逸；(7)替代性與轉化性。在一定條件下，生態資本與物質資本、人力資本之間能夠相互替代或相互轉化；(8)空間分布的不均勻性和嚴格的區域性。不同區域的生態系統的組合和匹配都不一樣，而“因地制宜”是合理使用生態資本的一項基本原則。
2生態資本價值理論
生態系統依照其是否凝結人的勞動可分為人工生態系統和自然生態系統。我國目前的經濟價值核算體系不對自然生態系統進行價值核算，導致生態資本價值被低估和人類對資源環境需求的過度膨脹，從而造成生態系統的嚴重失衡。自然生態系統是否具有價值在理論上還沒有形成統一的認識，勞動價值理論、效用價值理論、要素價值理論和供求價值理論等主要價值理論都對此有著不同的認識。
2．1勞動價值理論
勞動價值理論是以馬克思的勞動價值理論為基礎，廣泛地應用于價值的確認和計量中。勞動價值理論認為勞動是衡量物品是否具有價值的唯一標準。如果生態資本具有價值，該價值就是物化在資源和環境中的社會必要勞動時間，人們的抽象勞動與生態系統相結合，生態系統就具有價值；相反，當某一生態系統中的資源和環境沒有投入抽象勞動時，該生態系統也就不具有價值。而生態資本的價值是由生產這種生態資本的社會平均勞動時間所決定的。
在實際中，不管人們是否承認沒有投入人類勞動的自然生態系統是否具有價值，該生態系統都是客觀存在的，發揮著具體的生態服務功能。隨著我國社會主義市場經濟理論研究的深化，沒有投入勞動的生態系統或部分投入勞動的生態系統同樣具有價值的觀點已逐漸被人們所接受。但是，勞動價值理論在生態資本價值計量方面存在著困難。
2．2效用價值理論
效用價值論認為價值就是人們對物品效用的感覺和評價，效用是價值的源泉。自然生態系統能滿足人類生存發展需求，具有價值。但是，效用價值理論具有較強的主觀隨意性，它僅能為生態系統的存在價值、選擇價值的確定和計量提供可行的方案。
2．3要素價值理論
要素價值理論認為自然生態系統等非勞動要素與勞動要素一樣共同創造價值并參與到價值分配中，所以自然生態系統同樣也具有價值。但是要素價值理論模糊了勞動創造價值這一科學定義。
2．4供求價值理論
供求價值理論認為有需求的東西就具有價格，供求決定價值，供求關系是價值規律的內涵。該理論認為自然生態系統是社會經濟發展中稀缺的資源，通過市場可使得其價值能夠充分得以體現，在價值確認和計量上具有可行性。
總的來說，自然生態系統也具有價值，并且與人工生態系統一起組成生態資本，參與到價值創造的經濟活動中去。
3生態資本價值核算方法
現在越來越多的國家和國際組織將資源和環境納入國民經濟核算體系，建立了一套資源環境與經濟一體化核算體系(SEEA)。該體系能準確地表現資源和環境在整個國民經濟活動中所起的作用，并以最簡明的經濟指標反映可持續發展的本質。SEEA核算法通過把資源和環境賬戶作為SNA(國民經濟核算賬戶體系)的衛星賬戶，然后與核心賬戶(貨幣型賬戶)對接形成一體化核算。由于資源和環境是物質型賬戶，需要先將環境賬戶和資源賬戶轉換為貨幣型賬戶。目前生態資本價值的核算方法有以下六種。
3．1補償價值法
補償價值法根據勞動價值理論，認為凝結抽象勞動后的資源環境具有價值，從補償角度看生態資本價值(w)包括三部分：
W=C+V+m
式中，C、V、m分別為補償、保護與建設某項資源環境所投入的物化勞動價值、活勞動價值和活動動創造的剩余價值。該法以實際投入的補償支出計量資源環境的兩大價值，應用了歷史成本屬性，可靠性較高但相關性不足。同時，沒有收入勞動的資源環境與少量投入勞動的資源環境同樣也具有價值的觀點已經逐漸被人們所接受，對這部分資源與環境不進行計量的話，資源環境總價值易被低估，造成資源環境的濫用。因此，補償價值法主要適用于資源環境補償增值的計量。
3．2總經濟價值法
總經濟價值法根據效用價值理論，將資源環境價值(TEV)按效用不同分為兩大類：使用價值(uv)和非使用價值(NUV，又稱存在價值)；又將UV細分為直接使用價值(DUV)、間接使用價值(IUV)與選擇價值(OV)。其計量關系為：
TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV
式中，DUV是指資源環境直接滿足人們生產和消費需要的價值，表現為物質功能，可直接根據市場價值法計量；IUV不直接進入生產和消費過程，但可為生產和消費創造必要條件，表現為環境容量和舒適，可采用生產函數法、損失規避法、預防支出法等計量；OV是人們愿意保護現有資源環境以備未來使用的支付意愿，相當于消費者為一項未使用的資源環境所愿意支付的保險金，表現為資源環境的自行維持功能；NUV為人類對資源環境的永久享用價值與資源環境潛在功能價值的合理評估。目前DUV與IUV可應用于歷史成本、現行市價等屬性進行直接或間接計量，比較可靠；OV與NUV均僅能采用價值評估法進行計量，計量的主觀性強，可靠性低。因此，企業在進行資源環境價值核算時，只要同時符合可定義性、可靠性與相關性要求，企業就應將其擁有的或控制的資源環境確認為自然資產，并同時確認相應的生態資本。
3．3租金或預期收益資本化法
租金或預期收益資本化法根據地租理論和財務管理理論，將預期的資源環境在未來一定年限內產生的兩大價值(即預期的租金或收益)按社會貼現率折現后的現值作為資源環境價值。其計量公式為：
V=V1+V2
V1=qRo／r
V2=A(1+K)／(nQ)
式中，V為資源環境價值；V1、V2分別為資源環境的商品價值與服務價值；Ro為基本地租或基本租金；r為地租率或平均利息率；q為資源等級系數；A為投入總額；Q為受益資源總量；n為受益年限；K為資金利潤率。該法應用了未來現金流量現值屬性，可較為準確地反映資源環境的未來經濟利益。租金或預期收益資本法主要適用于融資租人、借人資源環境的價值計量。3．4邊際機會成本法(MOC)
邊際機會成本法基于效用價值理論，該理論認為任何經濟活動的成本代價不僅包括對生產各個要素的消耗，而且也包括由于外部不經濟行為對生態系統所造成的代價。因此，理論上任何資源環境產品的價格P等于其邊際機會成本(MOC)，MOC又等于資源環境產品的邊際生產成本(MPC)、邊際資源耗竭成本(MUC)與邊際環境成本(MEC)之和。即：
P=MOC＝MPC+MUC+MEC
生態資本價值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．
式中，MPC常用生態價格定價法或影子價格法計算，較為準確、簡便；P為資源環境產品的現行市價。該法主要適用于生產性資源環境價值的核算。
3．5總和價值法
該理論認為生態資本價值核算方法應該從馬克思價值理論的全部論述中去尋找結果。這部分學者認為，生態資本價值不單單是指直接投入其中的人的勞動價值，還包括生物有機體的所有權和使用權的價格，以及生態系統服務地租。也就是說，生態資本的價值等于人類直接投入的勞動、生物有機體的使用價值與所有權價值和生態系統服務級差地租之和。投人生態系統的人的勞動包括投入人工生態系統的勞動和維護自然生態系統的勞動，是抽象的一般社會必要勞動；生態有機體的使用價格實際上是生態系統服務所有權與使用權轉移的貨幣表現，它是經濟所有權存在，生態系統被所有者控制，生態系統因所有權規律而產生一種現象，即當社會需要交換資源環境時，生態系統由于有用性而獲得價格；生態系統服務級差地租是生態系統服務的差別為基礎的地租。
3．6替代價值法
替代價值法根據效用價值論，將不能直接進行價值計量的資源環境，按其各項主要功能分別選用合理的計量方法進行功能替代，計算各項功能的價值，將總價值視為資源環境價值。替代價值法主要有較為可靠的市場價值法、旅行費用法，以及主觀性較強、可靠性較低的調查評價法、支付意愿法等。它主要適用于計量資源環境的服務價值，應用時應優先選用較為可靠的替代方法。
4生態資本價值核算與可持續發展
經濟理論認為，能夠帶來收益的東西稱為資本。生態系統，無論是天然的生態系統還是已投入了人類抽象勞動的人工生態系統都可以為人類帶來巨大的社會財富。按照資本能帶來收益和財富的概念以及生態系統為人類帶來巨大收益和財富的事實，生態系統無疑是資本。但是，長期以來我國都沒有對這種資本進行行之有效的管理，經濟發展也為之付出了巨大的資源和環境代價，經濟發展帶來的好處并不明顯。所以，加強生態資本管理，制止生態系統耗減和質量下降的趨勢。通過技術進步、資源利用和環境改善，限制不合理的經濟增長計劃，適度地開發和利用資源環境，加強生態系統的管理已成為當務之急。但是，其中最為重要的是進行生態資本的價值核算，準確評估經濟活動造成的資源浪費和環境退化數量，事前分析不同經濟政策對資源和環境造成的影響，以便決策，從而構建一套能夠提供可持續經濟增長趨勢和經濟預警信號的綠色國民經濟核算指標體系，實現可持續發展。
4．1進行經濟體制改革是實現可持續發展的基礎
生態系統對社會經濟的貢獻有公共品或準公共品的屬性，長期以來，資源環境的產權很難界定清楚或產權得不到保障。眾多微觀個體構成的群體共同擁有、享用資源環境，對于占用或利用資源環境的利益相關者來說，這些生態系統產品具有稀缺性，對于構成這些群體的個體來說，由于權益分別、交換的代價遠遠大于它們獲得收益，人們更樂于作為免費搭車者，而不愿為享受生態系統付出代價。因此使用者感受不到生態系統的稀缺性，價格機制不能刺激使用者保護生態系統。市場機制的引入，由于使用者已經逐漸意識到生態系統潛在或實際的短缺，價格得到顯著的提高，從而強烈刺激使用者投入資金保證生態系統的可持續性。通過經濟體制的改革，建立現代化企業制度，可為經濟綠色發展奠定基礎。
4．2調整和優化產業結構是實現可持續發展的途徑
長期以來生態系統與經濟發展之間存在著尖銳的矛盾。但是，20世紀末興起的知識經濟為經濟的發展開辟了新的途徑，經濟的發展的主要源泉不再是勞動力、資本或原材料，世界經濟的增長也從增加投入型變為知識和技術進步型。我國已經確定了可持續發展戰略，將調整和優化產業結構，建立一套綠色資源環保型社會經濟發展體系，走持續發展道路。
4．3生態系統與經濟發展共同決策是實現可持續發展的條件
伴隨著經濟增長和工業化，人類付出了巨大的生態代價，以往較為豐富的生態資本變得日益稀缺，嚴重阻礙了經濟的發展。因此，各國紛紛提出可持續發展戰略，希望由此擺脫傳統經濟增長模式。現在，各國在進行政府決策時，更多的是將生態系統與經濟發展作為一個整體考慮，進行資源環境核算，使人們正確地看待經濟增長成本，注重經濟增長質量。
4．4健全相關法制建設是實現可持續發展的保障
生態系統的直接價值范文第4篇
關鍵詞：土地利用總體規劃；生態系統服務價值；LNOPT軟件；景觀優化；懷來縣
中圖分類號：F301；F205；N31 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）14-3587-07
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.14.013
Abstract： The LNOPT platform and GIS software were used to analyze five ecological functions and build the ecological landscape optimization model in the study area. The equivalent factor method of value of ecosystem services was used to calculate and analyze the value of ecosystem services before the overall plan for land-use，land-use planning and after land-use. The results showed that， the total value of ecosystem service was 9.533 3×108 yuan in Huailai. After land-use planning， the total value of ecosystem services became 9.438 3×108 yuan， a decreasing of 1.00%. After optimizing land use landscape ecology， the total value of ecosystem services was 9.928 2×108 yuan， increasing 4.14%. After the land use planning，the individual service values of land all had been reduced except the food production. After optimization of the landscape， the individual values of ecosystem service all had been increased. Landscape ecological optimization model of the study area could achieve certain ecological effects. It could be used as a reference for the next round of land use planning and regional development.
Key words：land use general planning； value of ecosystem services； LNOPT software； landscape optimization， Huailai county
生態系統服務價值是指人類從生態系統中獲得生活必需品并且保證生活質量這兩部分的所有惠益。人類直接或間接地運用其過程、結構和功能來獲取生存發展所需要的支持和服務。生態系統服務功能是指生態系統與生態過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[1]。生態系統服務價值維持著人類的生存和發展，是人類所必需的自然資本。科技的不斷發展影響生態系統服務功能，但是不可以替代自然生態系統服務功能。隨著可持續發展的不斷深入和研究，保護和維持生態系統服務功能已經成為可持續發展的重要基礎。對于生態系統服務價值的研究是國內外研究可持續發展的熱點之一。近些年來，國外學者對生態系統服務價值做了諸多的理論和實例研究[2-5]，國內研究者也分別從不同區域尺度進行了積極探討[6-11]。研究表明，開展土地利用背景下的生態系統服務價值的定量分析和區域比較，對促進區域生態建設和可持續發展具有重要意義。
土地利用總體規劃是在一定區域內，根據國家社會經濟可持續發展的要求和當地自然、經濟、社會條件，對土地的開發、利用、治理、保護在空間上、時間上所作的總體安排和布局，是國家實行土地用途管制的基礎[12]。土地利用總體規劃是以經濟效益為目標的，在這種目標下，土地的利用類型會發生變化，從而導致系統生態服務價值的變化。諸多學者將優化生態系統服務功能與土地利用總體規劃相結合，對土地利用總體規劃進行定量分析，協調經濟效益和生態效益的關系，從而使土地利用總體規劃更具科學性和直觀性[13-17]。這對維持生態平衡、建立科學合理的土地規劃利用方法具有重要指導意義。
1 基礎數據來源與研究方法
1.1 基礎數據來源
根據《懷來縣土地利用總體規劃（2010―2020）》、《懷來縣土地利用現狀（2010）》圖件和文本等獲取研究區土地利用類型數據。并將這些數據進行分類，即耕地、園地、林地、草地、水域、建設用地和其他土地。依據《河北省統計年鑒》和《河北省國民經濟和社會發展統計》得到研究區社會經濟發展狀況的基礎資料。
1.2 研究方法
從土地利用總體規劃引起的土地類型變化入手，運用LNOPT軟件進行研究區現狀的景觀生態優化，對水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能5項功能選取不同的指標并結合專家打分法建立景觀生態優化模型，將地區的景觀建設引入土地利用總體規劃中，并與現有的土地利用總體規劃的生態系統服務價值進行對比分析。
LNOPT是2002年由Gruehn與Kenneweg提出，用于模擬中歐地區景觀特色的生物評價模型。該模型是通過“函子”按照排列順序進行數據處理，并進行動態反饋、數據層和多區域方法的運算。通過LNOPT的生物評估模型、社會經濟評估模型和非生物評估模型這3個模型的平臺分別對水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能進行數據轉化、矩陣加權和數據計算。通過三步封裝，提供一系列的計算，利用ArcGIS 9.3成圖。
采用Costanza等[18]的生態系統服務價值估算方法對氣候調節、生物多樣性、氣體調節、土壤保護、物質生產、廢物處理、水源涵養、娛樂文化和原材料9種生態系統服務功能價值進行估算，得出研究區優化前后的生態系統服務價值總量。
2 景觀生態模型的構建
2.1 水源涵養功能模型
水源涵養服務功能的意義在于研究區中的水資源調節程度。根據該區域中的河流、水庫的地理位置，以及整個河流水資源的利用和徑流的調節作用進行綜合考慮。一般地區涵養水源功能是由于地表覆蓋、土壤滲透和地形這3方面構成，它們主要受地表覆蓋率，土壤滲透力，地形等因素影響。根據該區域生態系統涵養水源服務功能的影響因素和生態環境的特征，考慮數據可獲得性，選擇地形坡度、土壤滲透、植被覆蓋度和含水量作為重要評價指標，根據懷里地區的地形地貌特征，降水分布情況、土壤以及植被覆蓋，進行不同等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。
2.2 物質生產功能模型
從懷來縣的生態系統服務功能出發，選擇能夠直接生產產品的功能進行評價。根據生態系統提供的農產品的能力作為重要的分級依據。評價研究區生態系統的物質涵養功能，結合該區域的地形地貌特征和產品生長條件，考慮該區域的數據可行性，選取土壤類型、剖面構型、有機質含量和坡度作為重要的評價指標，再根據該區域的地形地貌和生長條件進行等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。
2.3 土壤保護功能模型
土壤保護功能的評價是在土壤侵蝕性的基礎上，依據土壤侵蝕情況和土壤侵蝕對河流或者水資源的影響來進行評價。懷來縣地形比較復雜，以山地為主，其中大多數都是坡度大于25°的坡地，該區域容易發生土壤侵蝕，是懷來縣山區最為主要的土地生態環境問題。
土壤侵蝕敏感性是方便分辨出土壤侵蝕的區域，分析它對人類活動的影響。美國通用土壤侵蝕方程（USLE）包括坡面土壤流失影響程度的主要因素，該公式在國內外得到了廣泛的應用。通用土壤侵蝕方程（USLE）的表達式為：
A=R?K?LS?C?P（1）
式（1）中，A為土壤侵蝕量，R為降水侵蝕力，K為土壤質地因子，LS為坡度坡向因子，C為地表覆蓋因子，P為農業耕作措施因子。其中，農業耕作措施是人為因素。
從土壤侵蝕方程中，可以看出影響一個區域土壤侵蝕的主要有地理條件、水資源、植被、土壤和人類活動五大因素，這些因素同時可以被用來表示某個區域對土壤侵蝕的敏感性。根據懷來相關文獻和獲得數據情況，本研究選取了土地利用類型、坡度、土壤質地、水資源分布和距林場、林地距離作為評價因子，并對各指標因子進行不同等級劃分，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。
2.4 生物多樣模型
懷來縣擁有豐富的植物類型和復雜的生物群落，而植物是鳥類分布和多度的第一影響因子。鳥類常常作為植物群落的指示物種，進而反映棲息地及周邊生態環境。本研究選取大白鷺作為懷來縣的生態多功能優化的焦點物種，通過觀察懷來縣鳥類的生物習性、棲息地類型、生態特征等進行分析。大白鷺是大中型涉禽，棲息于平原和山地附近的河流、水田、湖泊及沼澤地帶，以甲殼類、軟體動物、水生昆蟲以及小魚、蛙、蝌蚪和蜥蜴等動物性食物為食，攝食區域主要是河流、沼澤等淺水區域。從大白鷺攝食地區的距離來看，大多數是在距離巢穴大約5～10 km范圍內，少數在15～25 km的范圍內，極少數在巢穴周圍約2 km范圍內攝食。本研究針對大白鷺棲息地和筑巢特征，確定影響大白鷺選擇棲息地的因子，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。
2.5 娛樂文化功能模型
懷來縣具有良好的生態環境，擁有官廳水庫、休閑度假太師莊、葡萄莊園、自然風景區等戶外游憩空間，游憩資源具有類型多、數量大、分布廣的特征。本研究根據研究區的各地區景點以及地形地類的分布情況，考慮研究區的數據可行性，選取坡度、土地類型、距農村道路和公路的距離、距水體的距離和距景區（特殊用地）的距離這5個因子作為評價指標，各指標的分級、賦值和權重通過專家打分法確定。
綜上所述，運用LNOPT軟件平臺的非生物評估程序對水源涵養、物質生產、土壤保護功能進行優化，運用生物評價程序對生物多樣進行優化，運用社會經濟評價程序對娛樂文化功能進行優化。首先是運用GIS軟件對懷來縣遙感影像圖解譯，并進行矢量化和編輯處理每個圖形的屬性，再運用插值計算，將其表面數據轉化成柵格圖層；第二步，根據LNOPT軟件的應用程序，確實功能因子，通過專家打分法確定每個因子的分值；第三步，對水源涵養的因子進行相關性檢查，并且運用專家打分法確定權重，確定每個因子的權重分值；第四步，運用LNOPT軟件平臺，結合柵格數據，通過權重加權的方法進行計算；第五步，經過LNOPT平臺數據驗證模型以研究區現狀為樣本進行校正，確定該區域功能的景觀優化圖，結果見圖1～圖5。
2.6 綜合生態系統服務功能景觀優化模型
綜合以上水源涵養功能、物質生產功能、土壤保護功能、生物多樣和娛樂文化功能的景觀生態優化模型，建立綜合的景觀生態優化模型。這5項生態系統服務功能的景觀生態優化模型是具有同等重要性的，將其賦予相同的權重。將這5項生態系統服務功能的景觀生態優化模型運用LNOPT軟件中的矩陣加權方法進行疊加，根據最終分值確定懷來縣生態系統服務價值景觀優化模型（圖6）。它們形成了連續而完整的生態系統服務功能格局，為區域生態系統服務的健康和安全提供保障。
高水平區域是生態系統服務功能在城市發展中最重要的保障范圍，是不可打破的生態紅線，是需要嚴格控制和特殊保護的地帶，應該納入城市的禁止區域和限制建設區；中水平區域是生態系統服務功能比較限制的區域，該區域可以發展農業、建設用地，適合開展一些旅游景點供給人們進行旅游和觀賞；低水平區域是應該加強生態環境建設的區域，如在城市周圍增加綠化，減少建設用地。這種景觀生態優化模型維護了城市的基本生態環境，是懷來縣可持續發展的基礎保障，為城市建設提供一定的界線。
3 研究區生態系統服務功能變化分析
3.1 研究區生態系統服務價值系數計算
生態系統服務價值當量因子指生態系統產生生態服務相對貢獻大小的潛在能力[19]，將全國農田1 hm2糧食自然產量的經濟價值定義為1，其他生態系統服務價值當量因子表示該生態服務相對于農田生態系統生產服務的貢獻大小，本研究依據謝高地等[6]制定的不同省份農田生態系統生物量因子表，對懷來縣所在地區的生態系統服務價值當量系數進行修正（河北省的修正系數為1.02）。
沒有人力投入的自然生態系統提供的經濟價值等于當年平均糧食單產價值的1/7[20，21]，中國2005年單個生態系統價值當量的經濟價值為449.1元/hm2，結合2006年《河北省統計年鑒》的相關數據，可以計算得出2005年環京津地區平均糧食產量為4 683.35 kg/hm2。全國地均糧食產量為5 896.50 kg/hm2，據此為標準對全國的生態系統服務價值當量價值進行系數修正，確定該地區單個生態當量的價值為356.70元/hm2，據此可得到該研究區單位面積土地生態系統服務價值系數（表1）。
本研究中生態服務價值當量因子按以下方法進行歸類：耕地――農田，林地――森林，草地――牧草地，水域――水體，建設用地――居民點及工礦用地和交通用地；園地以本研究區的牧草地和林地的平均值為其生態系統服務單位價值[22]。
3.2 研究區生態系統服務價值計算
根據單位面積土地生態服務價值系數和各利用類型土地面積可以得出懷來縣生態系統服務功能的總經濟價值，其計算公式：
ESV=∑（VCk×Ak） （2）
式（2）中，ESV為土地生態服務價值，單位為元；VCk為第k類土地利用類型的生態服務價值系數，單位為元/hm2；Ak為第k類土地利用類型的總面積，單位為hm2。
依上可以得出懷來縣2010年各類土地生態服務價值量（表2）。
從表2中可以得出研究區現狀各類土地生態系統服務價值量。研究區域的林地面積居多，而且單位面積生態系統服務價值比較大，因此林地的生態系統服務價值總量最高，為3.541 3×108元。由表1可知，濕地的單位面積生態系統服務價值量比較高，但是生態系統服務價值總量受到土地類型面積的影響，濕地的生態系統服務價值量僅4.149×107元。同理，水域的生態系統服務價值為2.297 6×108元。研究地區中建設用地面積相對較大，且單位面積生態系統服務價值量變現為負效應，其價值量為-5.557×107元。研究區現狀的各類土地生態系統服務價值總量為9.533 3×108元。
3.3 各類土地利用類型生態系統服務價值變化
由表3可知，依據土地利用總體規劃方案，懷來縣在土地利用總體規劃前的總生態系統服務價值是9.533 3×108元，土地總體規劃后總生態系統服務價值有所減少，為9.438 3×108元，總體減少9.50×106元。土地利用規劃后，只有耕地增加了5.09×106元，其他土地利用類型的生態服務價值量均有下降，最為明顯的是園地，為6.27×106元，水域的變化量最小，為4×104元。
基于LNOPT軟件的景觀生態優化方案，對研究區的進行景觀優化后，生態系統服務價值總量有所增加，為9.928 2×108，增加率為4.14%。就土地利用總體景觀規劃后各類用地生態系統服務價值而言，只有林地減少了1.317 3×108元，其他利用類型的土地生態服務價值均有所增加，園地生態系統服務價值增加了1.378 1×108元，明顯高于其他土地利用類型，建設用地次之，為2.162×107元。未利用地因其單位面積價值量低，面積變化小，因此生態服務價值量變化最小，僅增加了4.2×105元。
生態系統的直接價值范文第5篇
土地利用變化是目前人地系統研究中的一個重要方面，它對環境和生態的作用在全球環境變化研究領域受到高度重視。土地利用的生態服務價值首先表現在它不僅是農業和畜牧業發展的重要物質基礎，而且還具有生物多樣性保護、涵養水源、防風固沙等重要生態功能。同時，土地利用是人類最基本的經濟活動，它的不斷變化也會引起生態系統結構和功能的變化，從而導致生態服務價值的改變，因此，研究土地利用變化下的生態系統服務價值具有重要意義。目前，我國對于土地利用驅動下生態服務價值的變化做了大量的研究，主要體現在：歐陽志云、王偉等對生態系統服務的概念、內涵和價值評估方法進行了闡述；謝高地等對中國自然草地和青藏高原高寒草地的生態系統服務價值進行了評估，并根據Costanza提出的核算理論利用專家打分法制定了中國生態系統服務價值當量因子表。此后，以中國生態系統服務價值當量因子表為基礎，結合不同研究區土地利用變化的生態系統服務價值評估大量展開。此外，基于遙感和GIS技術研究土地利用/覆蓋變化背景下區域生態系統服務價值變化的研究也逐漸增多，并對草地、森林、流域等生態系統服務價值進行評估。這些研究主要對當年的價值進行靜態分析，且依賴于經濟學理論，而缺乏對生態系統自身規律的分析。關于土地利用結構和格局與生態服務價值的內在聯系的定量研究較少。由于生態系統的服務功能與生態系統自身的結構與過程有關，且極易受到不同區域地理、氣候的影響，因此，能夠進行土地利用格局變化、生態系統結構、生態過程與服務功能的關系分析，可進一步為生態服務功能評價提供相對可靠的生態學基礎，也成為目前研究的一個方向。本研究基于土地利用——陸地生態系統耦合模型（TESim_R模型），通過對氣象、植被、土壤以及控件屬性等參數的輸入，得到不同土地利用模式下的生態過程數據，并在此基礎上依據不同的生態服務功能，對土地利用的生態服務價值進行評估。
1 研究區概況
中國北方農牧交錯帶是分隔我國北方東部農區與西部天然草地牧區的生態過渡帶，斜貫東北-西南，北起大興安嶺西麓的呼倫貝爾，西至青海東部，南至寧夏南部，總面積約為72.6萬km2，包括有10省205縣（旗），總人口約6 000多萬，在地理上具有很強的過渡性，同時該地區自然資源條件多樣和相當脆弱，使得該研究區成為我國一個重要的生態脆弱區和生態過渡帶。此外，隨著人類活動長期以來的超強度利用和干擾，該區域的土地利用強度與空間格局發生了巨大變化，嚴重影響了生態服務功能的發揮。因此，以中國北方農牧交錯帶為研究對象，研究土地利用數量結構和空間格局變化對于陸地生態系統服務價值的影響具有重大實際意義。
2 研究方法
2.1 數據來源及處理
（1）土地利用數據：本文中使用的土地利用數據有4期，20世紀70年代的土地利用數據來源于中國科學院地理與資源研究所1992年的1∶400萬土地利用空間分布圖，其他3期的數據來源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遙感影像的解譯結果。
（2）氣象、地形數據：來源于中國科學院地理科學研究所1992年的1∶400萬數字地圖中的中國地貌圖、中華人民共和國國家測繪局1995年編制的1∶25萬地形高程數據庫。氣候資料數據來源于中國氣象局氣象站點數據，選擇了中國北方農牧交錯帶及其周邊地區133個站點的數據，時間范圍為1976—1999年。
（3）統計數據：包括1976—1999年的全國統計年鑒，中國北方農牧交錯帶10省統計年鑒，每年林業統計年鑒、最近時期的調查數據。價格數據來源于中國統計年鑒以及實際調研數據。
2.2 土地利用——生態系統耦合模型
土地利用——陸地生態系統耦合模型（TES-LUC模型），該模型包括幾個大的模塊，土地利用動態過程模塊、凈第一性生產力模塊、水分運動模塊、土壤侵蝕模塊、碳氮元素循環模塊，模型的驅動因素為氣象、植被、土壤以及地理空間屬性和不同植被的相關生理參數等。利用不同的輸入參數，可以得到不同土地利用空間格局下的生態系統過程數據。針對研究區的土地利用實際情況，使用實際氣象數據資料作為驅動，各種空間屬性、植被以及土壤等相關參數，以及相關變量的初始值形成輸入文件，驅動土地利用——生態過程耦合模型TES-LUC，在模型進行多次迭代運算之后，得到4期土地利用現狀下研究區不同格點的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，以及區域整體平均的凈初級生產力（NPP（x））、平均土壤侵蝕量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有機質含量（U（x））的模擬結果，隨后進行各個格點以及研究區整體生態服務價值的計算。
2.3 生態系統服務價值評價方法
根據Costanza等人的分類方法，考慮到研究區的地理地貌特征和植被土壤類型，本文將研究區生態系統服務價值劃分為初級生產、氣候調節、養分循環、水源涵養、侵蝕控制五大類評價指標，以土地利用—生態系統耦合模型模擬的凈初級生產力（NPP）輸出值為基礎，分別計算5個類別的生態服務價值，各類別指標服務價值的評估方法如下。
2.3.1 初級生產價值 凈初級生產力（NPP）和生物量是反映有機物質生產的兩個重要指標，生物量是反映物質的儲存量，而初級生產力是反映某一時間段（如一年）所生產的有機物質量，利用 TES-LUC模型 模擬的凈初級生產力（NPP），根據有機物質的單位質量價值，換算得到研究區內生態系統初級生產的價值，具體計算公式為：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn為初級生產的生態系統服務價值（元），NPP（x）為每個柵格內的NPP模擬均值，Pn（x）為單位有機物價值。
2.3.2 氣候調節價值 在評估生態系統固定CO2和釋放O2兩項服務功能時，根據光合作用與呼吸作用的反應方程式，推算每形成1 g干物質需要的CO2的量（一般取1.62 g）和釋放O2的量（一般取1.2 g）；然后利用碳稅法估算吸收CO2的功能價值，工業制氧法估算釋放O2的功能價值， 計算公式為：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）為TES-LUC模型模擬的每個柵格內的NPP，Pr、Po分別為碳稅法中CO2的單位質量價值和工業制氧法中的工業制氧價格，CO2的單位質量價值借用瑞典碳稅率0.15美元·kg-1（C）來計算，換算成吸收CO2的稅率為3.36×10-4美元·g-1（CO2）； O2的工業制氧價為4×10-4元·g-1 （O2）。
2.3.3 養分循環價值 生態系統中的植被在生長過程中，能夠同時固定其他養分物質，這些營養物質通過復雜的食物網而循環再生，并成為全球生物地化循環不可或缺的環節。評估生態系統在養分循環中的作用時，以TES-LUC模型模擬的NPP為基礎，估算其重要營養物質氮、磷、鉀在生態系統中的年吸收量。根據統計資料，氮、磷、鉀肥的平均價格分別為400，350，350元·t-1；對應的純氮、磷、鉀元素的折算率分別為79/14，506/62，174/78，即：
Vu=Vun+Vup+Vuk
Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn
Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp
Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk
式中，Vu為區域生態系統在一時間段內吸收的營養物質價值；Vun、Vup、Vuk分別為吸收的氮、磷、鉀元素價值；Rn1、Rp1 、Rk1分別為各類生態系統中氮、磷、鉀元素在有機物中的分配率（表1）；Rn2、Rp2、Rk2為純氮、純磷、純鉀分別折算為氮肥、磷肥、鉀肥的比例；Pn、Pp、Pk分別為區域時間段內氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。
2.3.4 水源涵養價值 涵養水源是生態系統的一個重要功能，可以參照李金昌等的研究方法來評價生態系統對涵養水源的間接經濟價值。通過TES-LUC模型模擬水分的垂直運動得到不同土壤層的土壤體積含水量。而土壤涵養水源類似于水庫蓄水，因此，通過建立需水量為1 t的水庫的費用來估算涵養水源的價值，查閱工程造價成本可知，中國每建設1 m3庫容的平均成本花費為0.67元。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）為TES-LUC模型模擬的土壤含水量，Pw（x）為建成單位庫容的花費成本，S（x）為對應的面積。
2.3.5 土壤侵蝕價值 根據水利部頒布的《土壤侵蝕分級分類標準》，土壤侵蝕包括減少土地損失面積的價值、減少土壤肥力損失的價值和減少泥沙淤積的價值，可通過TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量和土壤有機質對這一價值進行計算。
（1）土地面積減少量。主要根據土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來計算，以我國土壤耕作層的平均厚度（0.3 m）作為土層厚度，采用土地的機會成本法估算土地面積減少的經濟價值，計算式為：
Vss（x）=×OC（x）
式中，Vss（x）為每個柵格處在一段時間內減少的土地面積損失價值，E（x）為TES-LUC模型模擬的土壤侵蝕量，OC（x）為土壤生產的機會成本（元·m-2）。其取值是根據不同的生態系統類型來確定的，如表2所示。
（2）土壤肥力損失量。保持土壤肥力主要包括減少有機質損失，氮、磷、鉀損失，分別由以下公式計算：
Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc
Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn
Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp
Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk
Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）
式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分別為減少N、P、K損失的功能價值，E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；U（x）為TESim模型模擬的單位土壤有機質含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分別為土壤的純N化肥當量，純P化肥當量和純K化肥當量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分別為柴薪、氮肥、磷肥、鉀肥的平均價格。土壤中的氮元素、磷元素和鉀元素含量則參考研究區的文獻數據北方農牧交錯區 部分（表3）。
（3）泥沙淤積價值。通常，土壤侵蝕會導致部分泥沙淤積于水庫、江河、湖泊等處，并直接造成其需蓄水量的下降，從而在某種程度上加劇干旱、洪澇等災害的發生。生態系統減少的這部分損失的價值可以近似根據蓄水成本來計算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）為生態系統在一段時間內減少淤泥損失的價值；E（x）為TES模型模擬的土壤侵蝕量；Ltr（x）為總侵蝕量中會造成淤積的泥沙比例；Pre（x）為平均庫容工程費。
綜合上述3項因子價值，最終可得土壤侵蝕功能價值為：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 價格參數的處理
由統計資料不難發現，物價水平在1976—2000年的模擬期間，有著顯著的上升趨勢。由于生態效益評估涉及到不同年份間生態系統服務價值的比較，根據區域生態資產計算的特點，且受限于價格數據的來源，因此，必須對不同年份的價格變量進行轉換和折算。本研究采用消費物價指數（Consumer price index，CPI），以1978年為貨幣基準年，近似處理不同年份得到的價格數據（圖1），從而納入統一的評估框架。
將所有價格數據和中間參數小結如下，表4展示了評估框架中，價格參量的數值、單位、數據來源和涵義。
3 結果與分析
3.1 不同土地利用數量結構下的生態服務價值
表5給出了從20世紀70年代—2000年研究區土地利用類型數量結構變化的統計結果。從表5中可以看出，我國北方農牧交錯帶土地利用結構以草地和耕地為主，分別占到總面積的33.26%（2000年）和41. 63%（2000年），合計達到74.89%。自20世紀70年代到2000年，土地利用結構發生了較大變化，從總體趨勢來看，可以分為兩個階段，第一階段為20世紀70年代到20世紀80年代后期，土地利用數量結構劇烈變化。其中，耕地、草地所占面積急劇增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面積則大幅下降，產生原因可能是由于社會經濟的快速發展和人口的急劇增加，大量的林地轉化為可用于耕種的耕地和可用于放牧的草地。另一階段是1980年代后期到2000年，土地利用變化方向產生一定轉變，且土地利用變化程度減緩，其中，耕地保持平穩上升趨勢，林地經過小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趨勢。表明土地利用類型逐漸由林地向耕地和草地轉化。另外，為了防風固沙、保持水土，一些防護林工程也陸續開始實施，使得1980年代后期的林地所占面積有所回升。
運用前文所述方法，對研究區生態服務價值進行計算，結果見表6。從表中可以看出，從生態服務價值總值來看，中國北方農牧交錯帶的生態服務總價值變化，大體上可以分為兩個階段，從20世紀70年代到20世紀90年代，生態服務總價值由1 434億元下降到1 291億元，這是因為土地利用變化總體趨勢為耕地和草地大量增加，林地減少。而耕地和草地的單位生態服務功能價值指數遠遠小于林地。從20世紀90年代到2000年，生態服務總價值開始回升，這也與土地利用數量變化程度減緩和生態環境效益改善有關系。從不同土地利用類型所占的生態服務價值的數量比例來看，草地由于其面積較大，它所占的比重最高，平均每年占總生態服務價值的40%以上；林地的面積比例盡管下降，但其生態服務價值比例卻逐漸升高；而耕地的生態服務價值所占比例相對穩定，為30%左右。不同生態系統所占的生態價值比例也充分體現了該區域土地利用以農業和牧業用地為主的顯著特點。隨著土地利用變化的加劇，不同生態系統生態價值也隨之變化。
3.2 不同土地利用空間格局下的生態服務價值
由前文所述方法運用GIS軟件得到中國北方農牧交錯帶不同時期生態服務價值空間分布圖（圖2）。從圖2中可以看出，研究區生態服務價值受土地利用類型的影響相當明顯，總體上呈現從東北向西南遞減的趨勢，由于研究區東北部主要分布著森林植被，其生態服務價值比較高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部為內蒙古高原向黃土高原過渡區，分布著較多的草地和耕地，生態服務價值約在3 000元·hm-2左右，南部為青藏高原向黃土高原過渡區，生態服務價值偏低，多低于1 000元·hm-2。從20世紀70年代—20世紀90年代期間，大量的林地向耕地和草地轉移，研究區的生態服務價值呈現整體降低趨勢，中西部地區尤為明顯。其中，20世紀70年代—20世紀80年代年間，生態服務價值在中西部小部分地區略有下降；20世紀80年代—20世紀90年代期間，研究區全區生態服務價值有一定程度的減弱，其中以中西部地區最為明顯，耕地和草地的生態環境進一步惡劣；20世紀90年代—2000年間，區域生態服務的空間變化趨勢減緩，從圖中較難看出明顯差異，這與之前的數量分析結果相對應。
進一步對全區生態服務價值進行分級，并統計各級柵格個數（表7），可以看出，20世紀70年代研究區生態服務價值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的區間，共占了生態服務總值的58%，生態服務功能價值較高；20世紀80年代，全區生態服務價值分布在1 000～3 000元·hm-2之間的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例顯著下降，表明高生態服務價值區逐漸減少；20世紀90年代，生態服務價值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之間，其中低于1 000元·hm-2的面積比例明顯增大，而高于4 000元·hm-2比例繼續減少，表明區域生態服價值繼續降低；2000年，全區生態服務價值在低于1 000元·hm-2之間的分布最多，達39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生態服務價值兩極分化日趨嚴重。
4 結論與討論
參照前人研究成果，結合研究區實際情況，我們確定了研究區土地利用生態服務價值的計算方法。并利用土地利用——生態系統耦合模型的模擬數據作為基礎數據，通過GIS等手段實現對中國北方農牧交錯帶生態服務價值的時空格局變化的研究。本研究基于生態系統過程，然后將直接和間接市場價值引入生態系統服務評價體系，從而把生態系統過程和社會經濟緊密聯系起來，使評價結果更加客觀和可靠。
