生态系统的直接价值精品(七篇)

序论：写作是一种深度的自我表达。它要求我们深入探索自己的思想和情感，挖掘那些隐藏在内心深处的真相，好投稿为您带来了七篇生态系统的直接价值范文，愿它们成为您写作过程中的灵感催化剂，助力您的创作。

篇(1)

1研究概述

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。

1）生态系统服务价值评估中荒漠生态系统没有得到足够重视，而且多数研究习惯于套用相同的评价指标与价格参数应用在自然条件和社会经济条件存在显著差异的地区。已有研究对森林、草地、耕地和水域等生态系统的服务价值进行了深入探讨，却很少关注荒漠生态系统的服务价值。虽然国内学者［5，16］建立了全国荒漠生态系统单位面积服务价值表，但是表中参数很可能不适用于小区域的荒漠生态系统服务价值评估。由于不同地区的自然条件和社会经济条件通常存在差异，而且荒漠生态系统自身也在不断演变，因此，针对特定地区开展小区域的荒漠生态系统服务价值评估就显得很有必要。

篇(2)

关键词：持续发展；生态系统；企业；生态战略

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.

[3]J.E Moore.Business Ecosystems and the View from the Firm.The Antirust Bulletin.Spring 2006，(1):61-63.

篇(3)

论文摘要：伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，阻碍着经济的发展速度。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。

现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。

经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标，从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。

1生态资本内涵

1．1生态资本定义

生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。

1．2生态资本的特征

生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有自然生态功能，遵循自然生态规律，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。

但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。

2生态资本价值理论

生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。

2．1劳动价值理论

劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。

在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。

2．2效用价值理论

效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。

2．3要素价值理论

要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。

2．4供求价值理论

供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。

总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。

3生态资本价值核算方法

现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。

3．1补偿价值法

补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：

W=C+V+m

式中，C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了历史成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。

3．2总经济价值法

总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(NUV，又称存在价值)；又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为：

TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV

式中，DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；IUV不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，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。

4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障

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关键词 生态服务功能;生态补偿;人类中心主义;大地伦理

中图分类号 X17.1 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2009)06-0017-06

工业化在世界范围内的快速升级导致全球生态环境遭遇了前所未有的剧烈破坏,人类唯一的家园地球正在经历着巨大的变迁。在人类切身利益的压制下,环境保护也越来越受到国际社会的重视,人类经济社会行为与自然环境和生态系统的关系也就成为世界各国政府、科研机构、专家学者长期以来共同关注的热点。生态系统服务功能与生态补偿一直是该热点中的关键词。目前,国内外在生态系统服务功能领域和生态补偿领域的相关研究已经取得了较为丰硕的成果,但就二者关系而言,相关研究只是模糊的认同,并未见相关论著对二者关系在理论上进行明确的阐述。明确生态系统服务功能和生态补偿的关系,对生态系统服务功能评价体系的完善、生态补偿理论的完善,以及社会科学发展与生态系统可持续发展理论体系的构建均具有基础性的理论意义。英国生态学家Tansley于1935年首先将生态系统(ecosystem)定义为在一定的空间内生物成分和非生物成分通过物质循环和能量流动相互作用、相互依存而构成的一个生态学功能单位。在太阳能的补偿下,生态系统内部具有自我调节能力,维持着相对稳定性,并且随着能量流动、物质循环实现了从简单到复杂的发育过程。作为高度智慧的生物,人类生存在生态系统之中,最大程度地享受着生态系统的施予。生态系统服务功能即是基于此而提出:生态系统与生态过程所形成的、维持人类生存的自然环境条件及其效用[1]。可见,“人类”是生态系统服务功能的“核心”。生态系统经过人类不断地开发、改造、利用之后,其稳定性、完整性,以及自我调节能力受到了干扰,必然地在负面或正面影响到了人类的生存,人类为了调整对生态系统服务功能的干扰,实施了生态补偿,即从利用资源所得到的经济收益中提取一部分资金,以物质和能量的方式归还生态系统,以维持生态系统的物质、能量,输入、输出的动态平衡[2]。

1 博弈之源:人类中心主义与大地伦理说

生态服务系统和生态补偿是一对矛盾,在不断地博弈中发展,而这对矛盾的根源在于传统的伦理学价值观。

1.1 人类中心主义:对生态服务系统无休止的掠夺

自人类诞生以来,人类就以万物之尊的地位自居,一种非科学的价值观――人类中心主义充当着人类伦理观念的基础。人类中心主义认为,人类因拥有生命和理性而成为宇宙中具有最高价值的存在物,是整个世界的最终目的和事实中心,并据此确立起人类与自然之间权利和义务的基本关系[3]。人类中心主义分为经济和非经济人类中心主义。前者以市场行为和成本效益分析为特征,它认为虽然每个人将自己利益置于其他利益之上非常自私,但不存在其他的立场与大多数人真正的思考与行为方式相一致;同时,资源稀缺是人类生存的显著特征,资源总是无法满足人类有形和无形的欲望。成本效益分析倾向于选择商品与服务货币价值最大化,为将富人的需求置于穷人的需求之上提供了伦理学依据;又将所有事物包括人的生命都置于融资条件下的货币价值计算中,使后代人的利益在经济人类中心主义伦理的视域中没有分量。相反,后者则以对人类幸福的专注为特色,拒斥经济人类中心主义伦理,冲击了社会的人权、平等、公正等价值准则。但在私有财产权是最重要的权力的政治体制和私人逐利最大化是最重要的动力机制的社会中,非经济人类中心主义伦理在实践中显得疲软乏力[4]。不能否认,人类中心主义曾在物质基础上推动了人类历史的快速发展,然而,它所起到的负面影响更为突出。正是它对人类主体性的张扬,使人类破坏自然的野心高涨,环境持续恶化。尤其是进入工业化时代以来,科学技术的进步给人类以更大的能力、兴趣和勇气去改造自然,最大程度地将人类自私的心态和征服自然的野心融合到一起,对生态服务系统进行无休止掠夺,造成了对自然环境的剧烈破坏,直到产生了生态危机,进而影响到了人类自身的生存。

1.2 大地伦理:生态补偿的换位思考

人类自身的行为触动了自身的利益,在对人类中心主义的反思中,美国环境伦理学大师奥尔多•利奥波德[5]于1920年代创立了大地伦理。大地伦理认为,人类伦理观的发展具有三个层次,人与人之间的伦理、人与社会之间的伦理、人与大地共同体的伦理,把道德权利扩展到动物、植物、土壤、水域和其他自然界的实体即大地共同体。与人类一样,大地共同体应该被看作活的生命,具有自然状态中持续存在的权利。人在自然界的恰当地位,不是一个征服者,也不是一个根据个人利益或经济利己主义作出有关环境决定的经济企业主,而应当是大地共同体中的一个好公民。在人与生态系统的关系上,大地伦理以对生态系统的责任和感情替代了对生态系统的征服与掠夺。半个世纪以来,大地伦理已经从最初“理想主义”的“冠名”下,确立了一种新的文化价值理念,为可持续发展战略提供了哲学理论基础,也为法律的生态化提供了伦理学依据,使环境保护和生态补偿理念与实践得以在全世界普及。

2 生态系统服务功能与生态补偿内涵解构

2.1 生态系统服务功能的解构

学者对生态系统服务功能的进行了多种定义,尽管表述不同,但实质内容主要是使人类本身及其社会经济系统直接或间接从生态系统和生态过程中得到利益的服务功能。解构生态系统服务功能需要认识到是什么、为什么服务、如何服务、服务什么、服务多少的问题,第一,即生态系统服务功能主体、客体、服务依据、运行机制、服务形式和服务量。主体是生态系统,包括自然生态系统和经过人类改造的生态系统;第二,客体是人类社会及其生存发展所需的环境;第三,服务依据是生态系统资源总量下降,系统要素间及区域间结构性破坏,人类社会生存及发展的能量需求;第四,运行机制包括:①调节服务 (Regulation),主要包括气体调节、气候调节、干扰调节、水调节、水供应、土壤保持、土壤形成、营养物质循环、废弃物处理、授粉与种子传播、生物控制,这些直接或间接的平衡与调节功能使地球生命系统得以延续;②栖息服务 (Habitation),生态系统为植物、动物提供适宜的生存环境,保存生物和基因及进化过程,包括避难所功能和育种、保育功能[6];③生产服务 (Production),通过初级生产和次级生产为人类社会提供诸多产品资源,如食物、原材料、遗传资源、药用资源、观赏资源等,其中不可再生资源的损失是生产功能不可挽回的损失;④信息服务 (Information),为人类提供认识世界的机会以及只有通过人类活动才能得以实现的功能,主要包括美学信息、娱乐与生态旅游信息、文化艺术灵感信息、科学教育信息等。第五,服务形式是人类生存环境及其调节功能,人类赖以生存的资源和信息。第六,服务量就是对生态系统的服务功能进行科学评价而得出的能值。

2.2 生态补偿的解构

生态补偿同样需要明确是什么、为什么、如何补偿、补偿什么、补偿多少的问题。第一,生态补偿的主体是人类及生态系统的自身调节能力;第二,客体是生态系统及其内部的受害者和贡献者;第三,补偿依据是生态系统服务价值的降低、生态系统不断被破坏以及其恢复成本的升高、生态保护成本的投入和发展机会成本的损失,以及人与人、区域与区域、阶层与阶层之间社会非公平问题[7]等;第四,运行机制包括:生态系统自身的调节补偿和人类对生态系统的物质、能量补偿[8] ,其中人类补偿可以分为通过提高管理水平来补偿、通过受益者到受害者的资金转移来补偿、通过对破坏者的限制和生态保护来补偿、通过生态系统恢复来补偿;第五,补偿形式主要有环境要素补偿,服务价值付费补偿即对损害(或保护)生态系统的行为进行收费(或补偿),或通过经济手段将经济效益的外部性内部化[9],以及保护性投入,包括政策补偿、制度补偿[10]、实物补偿、资金补偿、技术补偿;第六,补偿量。根据科学评价生态系统服务价值、生态受益者的获利[11]、生态系统恢复成本、生态保护成本的投入和发展机会成本的损失量来决定补偿多少。

3 生态系统服务功能与生态补偿特征总结

生态系统服务价值化是确定生态补偿标准的基础和依据。生态系统服务功能与生态补偿具有各自的属性特征,特征之间相互影响,相互制约,相互促进,

建立了复杂的相关关系。

3.1 生态系统服务功能特征

3.1.1 服务过程的不可逆性

生态系统具有自我调节功能,不受剧烈破坏性影响下,其服务功能尤其是生物资源的服务功能可以视为可更新资源。但是,生态系统资源的总存量不会递增,并且由于庞大的系统性和复杂性,自身调节速度缓慢。随着人类对生态系统超强度持续地破坏性开发和利用,生态系统的自身调节速度远远滞后于人类的改造、破坏速度,生态系统的资源总存量出现不可逆转性迅速下降,当下降到一定阈值时,将会导致生态系统资源的耗竭和物种的灭绝,最终导致对人类及生命系统服务功能的耗竭。所以,生态系统的服务功能具有不可逆性。

3.1.2 服务功能的不可替代

性首先,生态系统服务功能具有不可替代性。生态系统可以提供生态服务,生态服务功能是人类赖以生存和发展的基础,人类活动可以影响但不能替代它。其次,生态系统结构具有不可复制性和不可替代性。生态系统在长期的发展过程中,形成了符合系统功能的结构,这种结构服从于自然力的作用,人类能破坏它但没有能力对它进行复制和再生。即使将来能大量复制生物种,然而物种之间的关系以及由此而生的群体结构是不能还原的。另外,生态系统资源同样具有不可替代性,这与矿产资源的可替代性具有本质的区别。

3.1.3 服务价值的外部性

不经过市场交易环节,某经济主体活动受到其它经济主体活动的影响,效益有利者称为外部经济。例如森林生态系统能给社会带来多种服务,如涵养水源、保持水土、固定CO2、保护野生生物等,它提供的服务属于典型的外部经济效益[11]。相对于私人物品,生态系统服务明显具有外部性,一是资源超强度开发导致生态系统破坏所形成的外部成本,二是生态系统保护所产生的外部效益。生态系统服务的价值主要表现在其作为生命支持系统的外部价值上,而不是表现在作为生产的内部经济价值上。

3.1.4 服务行为的非市场性

公共商品是指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,包括两个特征,一是非涉它性,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,没有理由排除一些人消费这些商品。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。据此,生态系统服务是一种重要的公共商品,并没有进入市场,不是一种市场行为,难以进行估价[11]。

3.1.5 服务资本社会性

经济学中,社会资本是人际合作性互动中形成和积累起来,并能够产生收入流的一类资源,与物质资本、金融资本、人力资本一样,是经济与社会发展不可或缺且可以增加收益的资源[12]。不同的是,社会资本具有社会性和外部性,作为公共物品不属于个人所有。生态系统提供的服务具有社会性和外部性,有益于区域,甚至有益于全球全人类,决不是对于某个私人而言,是经济与社会发展不可或缺的、可以增加收益的资源,如森林生态系统的固碳作用能抑制全球温室效应。因此,生态系统可以被视为社会资本[13]。

3.1.6 服务空间的连续性和差异性

生态系统是一个连续的资源系统,空间上难以分割,表现出共有性质。所以,生态系统的服务功能同样具有连续性。其权属表现形式可以分为全球共有(太阳、大气等)、多国共有、国家所有和地区所有4个层次。实现不同层次内生态系统服务的共有性质与私有制为基础的传统市场制度相背离,空间连续性带来的产权不明晰是造成生态系统资源市场外部性的原因之一。另外,生态条件具有空间差异性,特定空间特征也影响着生态系统服务的发挥或实现。

3.2 生态补偿特性

生态补偿是维护生态系统正常运转的根本保证。其根本特性如下:

3.2.1 补偿要素的片面性

生态系统服务功能是系统导向性,具有复杂性和系统性特征,而生态补偿为要素导向性,具有简单性和单要素特征。生态补偿要解决的问题是系统问题,解决方式却是对生态要素进行补偿。传统的系统理论认为,生态系统是一个巨系统,系统整体的服务功能要远远大于各子系统服务功能之和[14],所以各生态子系统受到破坏而降低的生态服务功能之和并不能弥补生态系统降低的服务功能。目前实施的资金补偿、政策补偿、实物补偿、智力补偿等种种方式都是面向生态重点要素的补偿,具有较大的片面性。

3.2.2 补偿范围的局限性

依据生态服务功能“全球共有、多国共有、国家所有和地区所有”的权属表现形式,生态补偿至少可以分为全球性补偿、国家间补偿、地区间补偿和地区内补偿。全球性补偿、国家间补偿目标的实现为期尚早,国内生态补偿已经开始实施,但投资方式主要由国家投资,缺乏市场机制和多渠道融资途径,补偿资金来源单一;巨大的生态服务效益补偿所需的巨额资金无法落实,补偿数量和年限不足,补偿物资得不到有效地分配和利用。这些问题都限制了生态补偿的区域和要素范围。

3.2.3 补偿时序的滞后性

虽然有关专家提出生态补偿除了对生态环境负面影响进行补偿之外,也包括对环境正面效益的补偿。但从人类社会对生态系统开发利用的发展历程来看,目前的生态补偿主体仍旧是对遭受破坏的生态环境进行补偿,这种补偿是在生态系统遭受破坏之后,为了弥补生态系统对人类及生命系统日趋下降的服务功能而实施的补偿,即“先破坏,后补偿”,具有显著的问题性导向和滞后性。生态系统的修复本身具有时效性和边际效用,这种补偿所付出的代价和取得的效果值得商榷。

3.2.4 补偿方式的表层性

生态系统的自身调节与修复功能会随着系统破坏程度的增大而降低,当降低到系统所能承受的最低阈值时,生态系统的损害将会由表层的量变转变为结构性的质变。生态系统服务功能具有不可替代性,人类活动可以影响但不能改变其结构。生态补偿是一个系统工程,虽然多样化的补偿方式大大增强了补偿的适应性、灵活性和弹性,进而增强补偿的针对性和有效性,但是基于要素导向的政策补偿、实物补偿、资金补偿、技术补偿等补偿方式只是流于表层,并不能触及生态系统结构性修复[15]。比如修建医院虽然能够医治癌症病人,但并不能灭绝癌症的道理。

3.2.5 补偿效果的短期性生态系统破坏的系统性和长期性决定了生态补偿持续性和长期性。首先,生态补偿存在显著的边际效用。在生态系统破坏较为严重的状态下,人类补偿的欲望最大,因而增加一单位某生态要素的补偿时生态系统得以修复的效果也最大。随着补偿的延续和增加,人类补偿的欲望和生态补偿所取得的效果会产生“负效用”。其次,相对于生态系统的系统性修复过程而言,生态补偿的要素性补偿过程同样存在短期性。

4 生态系统服务功能与生态补偿关系归纳

4.1 生态系统服务功能和生态补偿是矛盾的统一

体从生态系统整体来看,生态系统服务功能发挥与生态补偿过程可以看作生态系统自身的调节的过程,二者是生态系统的内部矛盾。在系统内部来看,人类社会受益于生态系统服务功能,又对生态系统实施生态补偿。可见,生态系统服务功能和生态补偿本质上互相促进,相互制约,是矛盾的统一体。

4.1.1 生态系统服务功能是生态补偿的产生基础

生态系统可以分为全球生态系统和区域生态系统。在全球生态系统角度,生态系统的服务功能与生态补偿是一种因果关系。没有经过人类改造的全球生态系统具有完整和稳定的整体结构,它本身具有足够的调节能力去完成自身发展,和个体的生存、选择和进化,太阳能是对其进行生态补偿的唯一和稳定的途径。经历了人类改造之后,生态系统结构的完整和稳定性受到破坏,单靠定量太阳能补偿已经不能维持生态系统正常的服务功能,所以人类必须进行生态补偿。在区域生态系统角度,系统间物质和能量的流动性,以及对要素系统的破坏(如不可再生资源的枯竭)造成了个体间享受生态服务功能的不公平性,所以受益个体必须对非受益个体进行生态补偿。

4.1.2 生态补偿是生态系统服务功能完善的根本保证

生态补偿的质和量制约着生态系统修复和完善的程度。首先,生态补偿是保护和恢复生态系统服务功能的根本保证。受到破坏的生态系统得不到有效地生态补偿,其自我调节能力会在系统内部抽取能量进行补偿,生态系统总能量迅速下降的,最终导致对人类及生命系统服务功能的耗竭。其次,生态补偿是保护和恢复生态系统服务功能的有效手段。生态补偿方式、补偿类型的多样性和灵活性,以及补偿群体的广泛性可以有效地阻止生态系统服务功能的降低,使生态系统向良性方向发展。再次,科学合理的生态补偿机制的建立和实施是解决当前复杂生态问题的良药,可以规范和约束人类开发建设的行为,保障动态的正负经济性平衡。

4.2 生态系统服务功能价值评估是生态补偿根本依据

根据功能和利用状况,生态系统服务价值可以分为直接利用价值、间接使用价值、选择价值、存在价值[16]。其价值量决定着生态补偿的投入量。生态系统服务功能的价值评估取决于2个方面。第一,生态系统资源、物种具有稀缺性、不可逆性、不可复制性、不可替代性,造就了个体价值;第二,生态系统造就首先是有价值存在的结构单元,结构性造就了整体性和稳定性,使系统整体价值远大于个体价值之和;其次,还是有价值存在的性能单元,生态系统的性能对个体生命来说也至关重要。个体只对自己或同类生存与延续负责,而生态系统则护卫其中的个体并促进新的有机体的产生。由此看来,必须明确生态系统存在着显著的整体价值。

4.3 生态系统服务功能的外部性导致了生态补偿的低积极性

在经济学角度,生态系统服务功能和生态补偿是一种“投入和产出”或“理想费效比”的关系,即通过科学的生态补偿的投入而获得生态系统的优化,从而产生所需的生态效益。但是,生态系统服务功能的外部性,包括服务价值和生态价值的外部性、服务行为的非市场性和服务资本社会性等内容,使其在全球、国际、区际、区内等各个横向层次,以及代内、代际等纵向层次间产生的作用具有同质性和空间连续性,与私有制为基础的传统市场制度相背离,造成生态系统资源的产权不明晰,无法进行有效的政府干预、市场管理和宏观政策调控。这种利益驱动特性助长了人类对资源的掠夺性消费和对环境的无节制破坏,而很难提升政府、社会组织、团体对生态补偿的兴趣,造成了生态补偿的低效性。当前阶段二者应当建立一种强制性的、有约束力的合同或契约式的关系,才能在当前生态环保行为远没有达到自觉行为的状况下实现生态系统服务功能的提高和生态补偿的可持续进行。

4.4 生态系统服务功能的不可替代与不可逆性决定了生态补偿的紧迫性

生态系统资源的总存量受到人类破坏之后出现减少的不可逆性,使得生态系统的服务功能降低趋势不断延续,并且同样具有不可逆性。另外,生态系统服务功能、生态系统结构功能,以及生态系统资源的不可复制性和不可替代性,使它们成为人类赖以生存的稀缺性资源。人类社会对生态系统的破坏不断加剧,已经削减了生态系统的服务功能和结构功能,并且永久性降低了它们作为稀缺性资源的效用,直接影响到人类乃至整个生命系统的生存环境。而生态补偿是缓解这一问题的唯一手段和方式,所以,生态系统服务功能的不可替代与不可逆性决定了生态补偿的紧迫性。

4.5 生态补偿机制的完善影响着生态服务功能的可持续性

生态补偿机制一词出现在中国,是一种为改善、维护和恢复生态系统服务功能,调整相关利益者保护或破坏生态环境活动产生的环境利益及其经济利益分配关系,以内化相关活动产生的外部成本为原则的,具有经济激励特征的制度[17]。这种制度从应对保护者和破坏者两个方面发挥作用。其中,保护者为改善生态服务功能必须付出额外的保护与相关建设成本,以及会为此而牺牲发展机会成本,所以对这种保护行为的外部经济性进行补偿;破坏者对生态系统的破坏产生了恢复生态服务功能的成本,并造成的被补偿者发展机会成本的损失,所以对破坏行为的外部不经济性进行补偿。从此角度来完善生态补偿机制,直接影响到生态补偿的有效性和可持续性,进而影响到生态服务功能的可持续发展。

5 结论与讨论

通过对生态系统服务功能和生态补偿的内涵解构和特性分析可以发现,生态系统的稳定性已经被人类对系统资源过度地开发和利用而破坏,既影响了人类本身的生存条件,又影响了子孙后代和整个生命系统的生存条件;生态补偿需要一个漫长的过程,就目前的经济社会发展速度、对资源的开发强度,以及本身拥有的技术水平来看,即使人类会为此付出巨大的代价,但仍然不可能愈合人类自身对生态系统留下的创伤。中国关于此课题的研究开始于20世纪90年代中后期,起步较晚,研究内容还流于表层。目前,在生态系统服务功能研究方面,多数研究内容只集中于对生态系统服务功能现象静态的描述、价值的分类及评估,与生态环境系统的动态性和空间异质性相违背;在研究方法上,还缺乏评价和计算的生态经济学逻辑框架体系,价值评价的理论和方法还不完善,对人类干扰下服务功能的变化与响应,以及我国各类生态系统服务功能特征的评估体系与方法探讨深度不足。生态补偿研究方面,生态补偿基本理论基础研究、生态补偿总体框架设计、生态系统价值评估研究思路、方法创新、生态系统服务价值评估与生态补偿的衔接、生态补偿的基本原理与国家重要发展战略的结合[18],RS、GIS技术在生态补偿中的应用,以及生态补偿试点示范工程等内容将是该领域研究的方向。

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篇(5)

乌兰布和分洪区位于磴口县粮台乡乌兰布和沙漠区内，乌兰布和分洪区分洪最大年分洪量1．17亿m3，分洪面积为220km2。分洪频率为5．5年/次，多年平均分洪量0．21亿m3。分洪口建在三盛公库区上游右岸的二十里柳子，距拦河闸19．4km，分洪口新建分洪闸(双向)1座，级别为1级。闸门7扇，净宽77m，凌期最大过闸流量为273m3/s。

2经济效益分析

分洪区是黄河内蒙古段防洪体系的重要组成部分。在黄河干堤加高培后的同时，建立分洪区提前分洪分凌，有效减少洪凌峰流量，减少冰凌撞击对黄河干堤的破坏，保障行洪安全。乌兰布和分洪区产生的经济效益主要是防洪、防凌效益。内蒙古河段两岸地势平坦，黄河内蒙古防洪体系保护范围9411km2，涉及6个市(盟)、22个县(旗、区)。保护区耕地81万hm2，人口407．33万人。保护区重要设施有包头市、呼市供水、包钢、达拉特旗电厂、托克托电厂取水等重要供水的引(提)水口;内蒙古河套灌区、总干渠和干渠等大型著名灌区和引黄灌区沿河分布，是国家重要的商品粮基地;淹没范围内还有包兰铁路、110国道、京藏高速公路、包神铁路等重要交通设施和乌海、包头等重要的工业基地。经统计分析，内蒙古河段1950～1968年，平均每年凌灾直接经济损失15万元;1969～1986年，平均每年凌灾直接经济损失1182万元;1987～2008年，平均每年凌灾直接经济损失8546万元。根据2013年对防洪保护区及分洪区保护区内各类社会财产价值的统计，并参考历史洪灾损失，采用频率曲线法进行乌兰布和分洪区工程防洪、凌效益计算。效益为分洪区建设后，在凌汛期槽蓄水增量较大，下游河道发生冰塞、冰坝、水位壅高堤防出现险情时，提前分滞凌汛洪水、减少槽蓄增量、削减凌峰、降低下游河道水位，预防和减轻凌汛灾害，减轻黄河内蒙古段防凌防汛压力，最大限度地保护防洪工程的安全，保护沿黄河两岸人民生命财产和基础设施的安全，从而可减免了多年平均洪水损失。经计算乌兰布和分洪区工程可取得多年平均防洪、凌效益8647．33万元。

3生态效益分析

生态效益分析采用生态系统服务功能价值理论，主要描述生态系统与生态过程的形成以及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用。Constanza等于1997年在《Nature》上发表的“全球生态系统服务价值和自然资本”为这一理论做出突出贡献。Constanza将全球生态系统划分为16类26小类，主要包括海洋、森林、草原、湿地、水面、荒漠、农田、城市等，将其服务功能划分为大气调节、气候调节、干扰调节、水调节、水供给、侵蚀控制和沉积物保持、土壤形成、营养循环、废物处理、授粉、生物控制、栖息地、食物生产、原材料、基因资源、娱乐文化等17类。采用生态系统服务价值估算原理及方法计算生态环境功能及其相应的服务价值发生的变化。我国谢高地等参考Con-stanza研究成果，综合专业人士的生态问卷调查，建立中国陆地生态系统单位面积生态服务价值表。乌兰布和分洪区产生的生态效益包括调节汛期生态洪水，对湿地补水等，为流域的生态系统用水提供保障。参考以上理论对乌兰布和分洪区生态效益进行计算，其中，草地的各项生态系统服务功能价值，是将谢高地提供的代表全国平均状态的“中国自然草地生态系统服务价值”对蒙宁甘温带半干旱区草地进行生物量因子修正而确定的;农田生态系统生物量因子根据谢高地提供的“我国粮食生产的生态服务价值研究”内蒙古地区农田生态系统生物量因子为0．44进行的修正;林地生态系统服务功能价值参照赵同谦、欧阳志云等人的计算方法直接进行计算，并根据谢高地等人的生态系统服务功能价值进行修正。分洪区所处地貌形态可分为河流堆积地貌和风成地貌，分布于黄河左岸，为乌兰布和沙漠，沙漠中间为移动新月型沙丘、砂垄，边缘地带为固定、半固定草丛砂丘或滩地。分洪区的建设对环境资源影响利大于弊，主要表现在农田、林地、草地、湿地、观光旅游资源等方面。经计算，分洪区建成后，生态系统服务价值增长了171884．49万元，生态效益显著。

4结论

篇(6)

关键词：湖北省；生态系统服务价值；补偿标准

中图分类号：F327 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2016）10-2710-05

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.10.063

Abstract： For realizing accurate compensation and determining ecological compensation standards， the service value of products in ecological regions needs to be understood. Based on ecological service value theory and focusing on status of different ecological service products in Hubei province， the ecological service value was measured， for providing guidance for ecological compensation. It concluded that the assessment results of ecosystem service value could be used as the upper limited reference for ecological compensation. In calculating the actual compensation standard， the willingness-to-pay and sharing mechanism in ecological product service regions should be also considered. In Hubei province， the path of combining market mechanism with policies and social governance should be actively explored. Specifically， the ecological compensation mechanism featuring “different categories， regions and grades” should be established to calculate the compensation standard in practice and improve the accuracy of ecological compensation.

Key words： Hubei province； ecosystem service value； compensation standard

1 湖北省生态系统服务价值评估

1.1 湿地生态系统服务价值

为推进最严格水资源管理和节约用水，国家在汉江流域开展了加快实施最严格水资源管理制度试点。其中，汉江流域是全国惟一的试点流域，在襄阳、宜昌、荆门、武汉、鄂州开展了节水型社会建设试点，是全国试点较多的省份[1]。

2013年，湖北省湿地面积共144.5万hm2，其中湿地自然保护区16个，5个是国家级自然保护区；湿地公园62个，其中39个是国家级湿地公园。湖北水生野生动物资源丰富，有鱼类176种、底栖动物86种、浮游生物213种。湿地生态系统服务功能的价值主要由直接使用价值和间接使用价值两部分构成。

湖北省湿地的直接使用价值主要表现为湿地的用途价值，主要包括：①湿地为人类生产、生活提供各种生态产品，如木材、药材、肉类产品、泥炭、砂石、芦苇；②湿地水资源可用于当地居民的生产和生活用水，在丰水期湖泊还是水运的通道和介质；③湿地独特的自然景观成为重要的观光休闲地，为人类提供舒适。具体物质生产的价值量计算结果见表1。

湖北省湿地的间接使用价值表现为它的功能价值，主要包括：①蓄水，调节洪峰，滞后洪水过程，减少洪水造成的财产损失和生命损失；②湿地植物固碳放氧，调节空气中的CO2和O2的平衡；③降解污染物，净化水质；④为生物提供栖息地，保存生物物种资源，以供科学研究，以便将来更好地服务于人类。湖北省湿地提供的各项间接使用价值量见表2。

根据以上估算，湖北省2013年每公顷湿地提供的生态系统产品和生态系统功能的价值总量约为22 961亿元。

湖北省湿地生态补偿量的计算主要包括3个内容：①湿地生态服务价值损失量；②湿地污水治理成本及其相关费用；③人工湿地部分提供的生态服务价值量。运用直接市场价格法、炭税法和造林成本法、疾病费用法等对湖北省湿地的生态补偿量定量评估，结果见表3。

综上，湖北省湿地的生态补偿量是湿地损失的经济价值总量、水体治理费用和人工湿地生态服务价值三者之和。湖北省湿地的生态补偿量约为354.26亿元，其中湿地损失的经济总量是333.56亿元，湿地水体治理费用是20.57亿元，人工湿地的鸟损价值量是1 270万元。

1.2 森林生态系统服务价值

湖北省生态林业建设在全国生态林业体系建设中具有特殊地位。据统计，2013年全省水土流失面积仍有36 903.02 km2，占总土地面积的20.5%。全省水土流失地域广泛，主要集中在鄂西山地的三峡库区、清江流域、丹江库区，以及大别山、幕阜山、桐柏山和大洪山地区。

基于成本和收益角度，进行湖北省生态系统服务价值测算。经济收益包括林产品收益、非林产品收益等。主要根据森林面积分别乘以林产品单位面积的年产价值、非林产品单位面积的年产价值加权得到。从收益角度，通过相同或近似产品法和直接产品评价法得出各地区林业生产总值（表4、表5）。

森林提供的大多数生态服务如水文调节、水土保持和碳汇等具有公共物品的基本属性[2]，根据《中华人民共和国林业行业标准》（LY/T 1712-2008），森林生态收益核算方法见表6。

1）涵养水源。按照总拦蓄水量=（降雨量-蒸发量）×森林拦蓄降水面积计算，其中湖北省森林拦蓄降水面积包括林地、疏林地、灌木林地、未成林造林地和苗圃地，为8 098 500 hm2。根据测定，湖北省境内平均降水量800～600 mm，林区蒸散量占年总降水量的60%。则计算的总拦蓄水量为51.8×109 m3。森林拦蓄水的价值，相当于等容量水库的价值，核算价格用水库拦蓄1 m3水的建造成本。目前，中国单位库容造价为5.48元/m3。因此，湖北省森林拦蓄降水的价值为2 838.64亿元。目前湖北省生活用水的价格1.96元/m3（以武汉市为例），净化水的量为51.8×109 m3，计算的森林净化水质的价值为1 015.28亿元。根据湖北省2014年统计年鉴，湖北省多年平均径流量为6 338亿m3，其中年洪水径流量为1 712亿m3。按照湖北省能够防洪的森林总面积24 405 hm2[1]，土地防洪费20元/m2计算，湖北省防洪的总价值为48.81亿元。综上，湖北省森林生态系统涵养水源的价值至少为3 902.73亿元。

2）保育土壤。依据土壤研究可知，无林地土壤中等程度的年侵蚀深度为15～35 mm，年侵蚀模数为150～350 m3/hm2。本研究以无林地土壤侵蚀模数的年平均值（200 m3/hm2）来估计湖北省减少的土壤侵蚀量。湖北省林业用地的平均收益为500.3元/hm2，森林生态系统的土壤保持量为404.547万hm2。计算得出湖北省减少土地废弃的经济价值约为20.239 5亿元。湖北省因森林防护而减少的土地损失的面积约为22 785.89 hm2，按照平均林地价格2 459.9元/hm2计算，森林减少土地损失的价值为0.560 5亿元。湖北省森林地表层土壤有机质平均含量为3.1%，其中全氮含量平均为0.094%，全磷含量为0.071%，全钾含量为2.9%，总量分布为60 970 t、56 300 t、314 498 t，而尿素、磷酸二铵和氯化钾的市场售价分别为1 900元/t、2 200元/t和1 400元/t。计算可得森林减少的氮、磷、钾养分损失的价值为6.80亿元。综上所述，湖北省森林生态系统保育土壤价值为27.60亿元。

3）固碳供氧。按照碳储量=森林生物量×容积密度×含碳率[2]计算，湖北省森林生物总量约为248.206万t，阔叶林的容积密度约为21.62 t/hm2，针叶林的容积密度约19.31 t/hm2，针阔混交林取两者均值，含碳率取0.5，则湖北省碳储量为7 619.304万t。从而得到CO2量为27万t，处理1 t CO2价格按100元计算，则湖北省森林固碳供氧价值为279.37亿元。

4）净化空气与森林防护。按照净化空气服务价值=林地面积×滞尘能力×单位滞尘价格计算，湖北省森林生态系统主要以阔叶林、针叶林以及针阔混交林为主，面积分别为400 483 hm2， 552 968 hm2， 660 425 hm2。阔叶林的滞尘能力为10.11 t/hm2，针叶林为33.20 t/hm2，针阔混交林的滞尘能力取两者平均值。阻滞降尘的价格采用0.56元/kg计算[3]。因此，湖北省森林生态系统净化空气的服务价值为205.57亿元。

由于缺乏相应的数据，保守的用森林保护稻田天敌的效益代替农业的增产效益，则湖北省每年至少因森林保护引起的农业增产价值为112.61亿元。

5）森林休憩和保护生物多样性。2013年，湖北省行政区域内森林公园接待游客人次达到650万，带来了约6亿元的旅游收入，而创造的社会效益则达到49.77亿元。在此，如果用社会产出代表森林游憩的价值，湖北省森林游憩价值为49.77亿元。森林生物多样性的间接经济价值主要体现为机会成本，2013年湖北省森林生物多样性的间接经济价值约为59.36亿元。

结合上述生态服务价值的计算结果，湖北省2013年森林生态服务价值汇总见表7。

以上以湿地和森林为对象，测算了湖北省主要生态产品提供的生态价值，表明湖北省生态系统提供了极其重要的生态服务功能，特别是水源涵养、生物多样性保护和气候调节的生态服务功能需要被重点保护。

1.3 矿产资源的经济价值和补偿

湖北省矿产资源丰富，种类齐全，主要矿产种类有铁矿、铜矿、磷矿等，2011年湖北省共有铁矿储量6.05亿t，铜矿96.58万t，磷矿7.70亿t。2011年湖北省黑色金属矿、有色金属矿、贵重金属矿、冶金辅助原材料、化工原料非金属矿和其他采矿业创造的产值为172.86亿元，产品销售收入164.00亿元（表8）。以能够创造经济效益的矿种来看，铁矿、钒矿、钛矿、磷矿、盐矿、灰岩矿等湖北省优势矿种2011年销售收入99.16亿元。这些矿山企业是当前征收矿产资源补偿费的重要来源。

根据矿产资源补偿费的计算公式：征收金额=矿产品销售收入×补偿费率×开采回采率系数，补偿费率以2%计算，开采回采率系数需要由地方政府会同地质矿产管理部门根据开采方案进行核算，这里以1来估算，可得铁矿、钒矿、钛矿、磷矿、盐矿、灰岩矿等湖北省优势矿种应征收的矿产资源补偿费为1.98亿元。与同期实收年均1个亿相比，缺口并不大。

自实施《湖北省矿山地质环境恢复治理备用金管理办法》以来，设立了专项经费，累计征收保证金19亿元，为全省矿山地质环境和地质灾害的治理提供了一定的经费来源，但是，目前已经完成的矿山地质环境治理工程仅36项，占全省矿山地质灾害总数的5.48%，恢复治理面积600多hm2，占全省需治理面积的4%左右。在颁布的主体功能区规划中，湖北省将全面推行保证金制度，实施高标准的提取准则。因此，需要更多的配套资金支持上述政策。

2 基于生态服务价值的补偿标准确立――以“南水北调”中线工程为例

湖北省十堰市是“南水北调”工程的核心水源区之一，以汉江、丹江为主要河流，有215条河流的流域面积超过100 km2，21条河流超过1 000 km2，水资源总量超过388亿m3，占全流域比重为66.7%。全流域人均水资源量为3 741 m3/人，高于全国人均水平值[4]。是南水北调中线工程水源供给的强大后盾。受水区为河南、河北、天津和北京4省（市）。

2.1 南水北调中线水源区生态价值

根据谢高地提出的“中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量”[5，6]和研究区单位面积农田食物生产生态服务价值，可得研究区各种土地类型的生态系统服务单位价值。

1）应界定水源区为受水区提供的生态服务种类。只有在扣除林冠截留和林地蒸散后（根据陈东立的研究，林冠截留率的平均值为24.95%[9]，林地蒸散率因计量复杂，暂定为0），其他四类生态系统（森林、草地、农田、湿地）提供的“水源涵养”生态服务才形成了水源区的水资源量，从而通过调水工程使受水区获得清洁水源。

2）确定受水区意愿支付水平。公众对生态系统服务价值的认知水平和意愿支付水平是随着经济社会发展水平和生活水平提高而发展的，它与恩格尔系数（受水区加权平均0.33）有大致的对应关系。

3）确立生态补偿标准中央和地方的分摊机制。根据王国栋[10]的建议，南水北调中线工程中央与地方生态补偿资金分摊比例应确定为4∶6。

2.2 生态补偿上限与实际补偿标准

根据上述调整过程，以2010年得到南水北调中线工程受水区生态补偿上限标准为46.12亿元/年。根据《南水北调中线工程规划（2001年修订）》，中线工程一期工程调水总量为95亿m3，其中河南、河北、天津和北京分别为38亿m3、35亿m3、10亿m3、12亿m3，计算出河南、河北、天津和北京4省（市）生态补偿上限标准的分摊额度分别为11.07亿元/年、10.21亿元/年、2.91亿元/年和3.49亿元/年。

进一步来看，以2010年的现有生态系统土地面积与南水北调中线工程开工前的2002年比较，水源区生态系统服务总价值显著下降，减少了125.38亿元。其中尤以森林生态价值的下降为显著特征（表11）。因此，本研究的结果表明，当前的生态公益林补偿并没有扭转生态效益下降的趋势，原因除了中央财政转移支付的缺口外（2009年中央财政17.88亿元，缺口28亿元），关键是地方政府和农户的积极性不高。在国外的生态补偿实践中，生态补偿标准亦根据当期生态系统服务价值的实际值确定，若水源区当期生态系统服务价值上升，则补偿标准随之上升；若水源区当期生态系统服务价值下降，补偿标准也会下降。可见，适时监测生态系统服务价值的变化量，确立生态补偿标准能提升水源区政府和公众保护生态系统、保护水源的积极性，有利于形成南水北调中线工程生态环境保护的激励机制。

3 结论与启示

要破解湖北省当前生态补偿的现实困境，就必须理清生态补偿核算思路，加快重点领域生态系统服务价值评估进程，明确生态补偿核心任务，确定实现路径，加强平台建设和能力提升，以重点项目为抓手，全面深化湖北省生态补偿机制建设。

有条件的情况下应当成立专门机构，在科学测算生态价值和补偿标准的基础上，提高湖北省南水北调中线工程生态补偿的呼声，积极响应陕西、河南水源地的诉求，吸引国家财政转移支付的倾斜力度。

保护和修复自然生态系统是国家生态文明建设中的重点，湖北省必须尽快推进武陵山和秦巴山生态林（含神农架林区）生态补偿试点，争取纳入国家规划的“笼子”。

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篇(7)

关键词：食物链；价值链；加环；食物网；循环农业

1食物链加环与价值链高效利用

1.1食物链与价值链的关系

生态系统的食物链是各组分通过吃与被吃的关系彼此联系，有机物中贮存的能量在生态系统中逐层传递。农产品价值链是农业产品生产消费过程中，由于不同农作物商品价值不同、消费者对农产品有不同层次需求,导致其在利用价值上存在不同而建立的链锁关系。价值链促使食物链向更为科学合理的方向调整，使其更符合农业生态系统的经济收益规律，而食物链是引导和建立价值链的根基。食物链与价值链合理配置充分实现农业经济效益和农业生态系统的耦合。

1.2食物链的加环

农业生态学原理表明，农业生态系统食物链结构对系统年净生产量有显著影响。自然生态系统中，能量沿食物链流动时，由于生物之间存在的食物关系，能量从低营养级向高营养级累积，可认为食物链越简单，净生产量相对较高；而农业生态系统具有高度受人控制和影响的特殊性，能量沿食物链进行能量流动的过程中，由于能量载体形式本身的使用价值是用来满足人类需要的。人类对生物种类、产量的调控和产品期望不同，人类需求具有层次性，能量并不是始终向需求层次高的方向累积。为了实现农业生态系统物质能量高效利用的改造，通过食物链“加环”的方式，增加一些食物链环节，增加系统的产品和经济效益。

1.2.1一级产品“加环”

一级产品或剩余有机废弃物有尚不能供给人类直接使用的部分，可作为次级产品的资源。适当延长食物链、加入新的食物链环节，使农业生态系统中加环生物加以利用，经过生物转化利用后，尽可能转化为价值更高、人类可直接食用的产品，从而将农业生态系统生产力大幅提高。如将秸秆糖渣等通过加工配合成混合饲料用于养殖，能够将低价值糖渣转为高价值的肉、蛋、奶等畜禽产品。然后利用畜禽排泄粪便用于养鱼，通过这一环完成由畜禽粪便到鲜鱼的转化。池塘淤泥和鱼类排泄的粪便用来增加农田肥力，可使作物增产，完成从低产量向高产量的转化，整个生产过程形成一个良性循环。

1.2.2残渣食物链利用

残渣食物链是指低等动物和微生物分解农业生产的副产物和农业有机废弃物的过程，是农业生态系统中物质和能量的最终利用过程。具有残渣食物链的生态系统有较强的自身调控和适应性能力,能保持较高的稳定性和物质能量的良性循环。这种方式可以提高农副产品的利用率，也能提高能量的利用率和转化率。以平菇等食用真菌生产为主的食物链加环利用方式迅速发展，如，经济效益较高的稻草—平茹—蚯蚓—黄鳝残渣食物链模式，平菇可利用稻草中丰富的纤维素和半纤维素，对粗蛋白及木质素的利用率也达50%；菇渣养蚯蚓对菇渣中的物质和能量利用率很高，但转化率较低；蚯蚓饲养黄鳝8d后增重38.5%,物质和能量的转化率均在15%以上。

1.2.3引入捕食性动物

农业生态系统食物链结构简单，引入捕食性昆虫或动物能够抑制以一级产品为食的害虫发生，提高农业生态系统的稳定性，减少一级农作物损失。明代《渭崖文集》有关于食物链加环的记载，在稻谷种植的农业生产链条中加入鸭，鸭能够捕食破坏稻谷的害虫，这个食物链加环是适宜的，提高了农作物的产量。

2食物网优化与循环农业

生态系统的食物网结构越复杂，生物食物来源丰富，物质能量流动的渠道越多，形成复杂的食物网，生产力也就越高。因而因地制宜设置农业生产结构和设计农业布局显得尤为重要，注意群落间的合理搭配，在农业生产中应建立多级循环转化的综合结构和多层多种的生产体系，延长农业生态产业链，发展农业循环经济，促进物质、能量的网状多级综合利用，对实现物质、能流利用的最大化，促进农业增效和农民增收也达到了对环境危害的最小化目的。

2.1北方“四位一体”循环农业模式

“四位一体”庭院循环农业模式是我国北方生态农业发展中形成的最为成功的典型生态模式。这种模式以农业土地资源为根基，充分利用太阳能，以沼气为纽带，利用生物转换技术，种植、养殖业相配合；农户庭院中，把猪圈和沼气池建在生产蔬菜的日光温室中，沼气池、畜禽圈舍、日光温室等相互连接，形成“四位一体”综合生态农业体系。这种生态模式中能量流动转向人类需求的方向，物质良性循环，资源高效利用，是一种综合效益明显的循环农业模式。技术特点为：圈舍的温度略有提高，为禽畜提供高效的生产条件，可使饲养量增加，畜禽粪便为沼气池提供了充足的产气原料；沼气池因太阳热能增温增加产气量，解决了北方冬季的产气量少的技术难题。

2.2南方稻田养鱼立体生态结构

稻—萍—鱼共生的生态农业结构是多层多种的立体结构的成功案例。在南方种植水稻地区广泛应用，水稻田结合养萍、养鱼技术。鱼类取食浮游生物和水稻害虫，减少病虫害，增加水体溶解氧含量；鱼类的粪便和排泄物作为水稻的肥料，有利于水稻生长。萍既可作为生产沼气的原料，又可直接作为鱼的饲料。畜禽利用和生产沼气后的畜禽粪便又可返回稻田，促进水稻增产。水稻增产、稻草增加又可为畜禽提供更多的饲料，为稻田提供更多的有机粪肥。稻田养鱼立体生态结构广泛分布在四川、湖南、江苏、广东等地区。

3结语