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[中圖分類號] R541.6 [文獻標識碼] A [文章編號] 1674-0742（2016）12（c）-0184-03
[Abstract] Objective To analyze the color echocardiography in the diagnosis of associated with the dynamic ecg analysis system applied in the diagnosis of patients with chronic heart failure. Methods Convenient selection In October 2015 to October 2016 treatment in our hospital during the period of 33 cases of patients with chronic heart failure， and as a team， select the same to our physical health crowd 33 as control group， all the object of study to implement 24-hour color echocardiography diagnosis and the dynamic ecg analysis system， compared two groups of diagnosis effect. Results Team Tei index， E/A， LVEF index （0.93±0.04）， （0.71±0.03）， respectively （32.17±3.51）%， and the control group （0.44±0.02）， （1.88±0.06）， （73.64±4.56）%， compared with A significant difference， there is statistical significance between groups， the difference was statistically significant（P
[Key words] Chronic heart failure； Dynamic electrocardiogram； Color ultrasound； Cardiogram
慢性的心力衰竭屬于臨床常見疾病，很多慢性心力衰竭的患者都會伴有運動耐力弱化情況，同時會產生腿部水腫、呼吸困難與乏力等癥狀[1]。因此，早診斷與早治療是慢性心力衰竭預防與治療的關鍵，常用診斷方式為動態的心電圖分析，其可以準確診斷心律失常與心肌缺血。該文把2015年10月―2016年10月份期間在該院治療的慢性心力衰竭患者33例當做此次的研究對象，簡析了將彩色超心動圖診斷與經動態心電圖分析系統聯合應用于慢性心力衰竭患者診斷中的價值，現報道如下。
1 資料與方法
1.1 一般資料
方便選擇在該院治療的慢性心力衰竭患者33例，并作為研究組，選取同期到該院體檢的健康人群33名作為參照組，全部研究對象都實施24 h彩色超聲心動圖診斷與經動態心電圖分析系統。其中，參照組中17名為男性，16名為女性；年齡48～83歲，年齡的平均值為（69±3.26）歲。研究組中18例患者為男性患者，15例患者為女性患者；患者年齡49～85歲，年齡的平均值為（71±2.19）歲。兩組慢性心力衰竭患者常規資料差異無統計學意義（P>0.05），可接著進行下文的比較。
1.2 診斷的方法
1.2.1 動態心電圖的檢查 所選研究對象都接受了24 h動態心電圖的監測，通過動態的心電圖監測儀進行監測，把加壓導聯與肢體導聯電極貼在胸前的體表，三通道一起記錄患者心電圖的信息，持續記錄24 h，通過時域法對全程相鄰的NN間期差的平均方根（rMSSD）、全程所有NN間期標準差（SDNN）與每5 min NN間期均值標準差（SDANN）等心律變異參數進行計算。初始震蕩值（TO）表示室性早搏以后竇性心率加速，計算公式為：（室性早搏以后2 個竇性RR的間期均值―室性早搏之前2個竇性RR的間期均值）÷室性早搏之前2個竇性RR的間期均值，如果TO>0，代表室性早搏以后竇性心率逐漸減慢。而震蕩斜率/TS代表竇性心率在加速以后減速的情況，通過每個RR的間期ms變化進行表示。心率的減速力/DC主要經24 h動態心率趨向以及減速能力進行測定，可以反應出迷走神經的張力高低。
1.2.2 超聲心動圖的檢查 所選對象都進行超聲的檢查，所用儀器為IE33飛利浦的彩色多普勒超聲檢測儀器，把探頭的頻率設置成2～4 MHz，在患者處在安靜狀態時，取患者左臥位，于胸骨旁左室的長軸與M型的超聲測量相結合，通話Simpson方法對舒張末的左室后壁厚度/LVPWd、左室射血的分數/LVEF、舒張末室的間隔厚度/IVSd、左室舒張末期的內徑/LVDd與二尖瓣E以及A峰進行測量，全部數值都要重復測量3次，然后取一個平均值。然后按照超聲結果對射血時間/ET、左室等容的收縮期/ICT與等容舒張期/IRT進行計算，Tei指數計算需要按照（ICT+IRT）/ ET比值進行確定。
1.3 統計方法
該次實驗所得數據應用SPSS 18.0統計學軟件進行統計，計量資料用均數±標準差（x±s）表示，進行t檢驗，P
2 結果
2.1 對比兩組研究對象心臟結構的指標
研究組LVPWd、LVSd、LVDd指標分別為（0.86±0.04）、（0.82±0.04）、（6.19±1.62）cm，與參照組的（1.13±0.08）、（1.00±0.06）、（5.28±1.24）cm相比，差異有統計學意義（P
2.2 對比兩組研究對象心動周期的時相變化
研究組ET、IRT、ICT指標與參照組相比，差異有統計學意義（P
2.3 對比兩組研究對象心臟功能的指標
研究組Tei 指數、E/A、LVEF指標分別為（0.93±0.04）、（0.71±0.03）、（32.17±3.51）%，與參照組的（0.44±0.02）、（1.88±0.06）、（73.64±4.56）%相比，差異有統計學意義（P
2.4 對比兩組研究對象24 h動態心電圖的結果
研究組三角指數、SDANN、rMSSD、mHR、SDNN、TO、TS指標與參照組相比，差異有統計學意義（P
3 討論
相關研究中表明，多數慢性心力衰竭的患者均伴有持續心力衰竭的狀態，并且并發率呈現出逐年上升的趨勢，這種疾病較為復雜，嚴重威脅到患者身體健康[2]。尤其冠心病患者經常會合并收縮功能的障礙心力衰竭癥狀，高血壓患者則會合并舒張功能障礙心力衰竭癥狀，有極高的致死率[3]。近年來，為了提高患者診斷準確率，開始在臨床上聯合應用超聲心電圖與動態心電圖的分析系統對慢性心力衰竭進行診斷，并且診斷效果比較好[4]。該次研究中表明，研究組LVPWd、LVSd、LVDd指標分別為（0.86±0.04）、（0.82±0.04）、（6.19±1.62）cm，與參照組的（1.13±0.08）、（1.00±0.06）、（5.28±1.24）cm相比，差異有統計學意義（P
ET、ICT與IRT可以決定Tei的指數大小，而Tei的指數主要是心臟功能評價指標[6-7]。如果慢性心力衰竭的患者新功能弱化，并且心室射血的分數減小與ET數值降低，這時ICT與IRT明顯延長，會加大心臟負荷與降低左心室的舒張功能，弱化心室收縮功能，使得心室壓力的上升減緩，肺動脈瓣與主動脈瓣開放延遲。同時減慢了舒張早期的心室壓力減小速度，造成三尖瓣與二尖瓣開放延遲，延長IRT，進而抬高Tei的指數[8]。相關研究中指出，Tei的指數有高重復性、特異性與敏感性，對于慢性心力衰竭診斷至關重要，并且不易因為血壓、心率與心臟形態等收到影響[9]。該次研究中表明，研究組ET、IRT、ICT指標與參照組相比，差異有統計意義（P
該次研究@示，研究組Tei 指數、E/A、LVEF指標分別為（0.93±0.04）、（0.71±0.03）、（32.17±3.51）%，與參照組的（0.44±0.02）、（1.88±0.06）、（73.64±4.56）%相比，差異有統計學意義（P
綜上，將彩色超聲心動圖診斷與經動態心電圖分析系統聯合應用于慢性心力衰竭患者診斷中，可以清楚計算與分析患者各項指標，能夠方便醫者充分了解患者心臟結構的指標、心動周期的時相變化、心臟功能的指標與24 h動態心電圖的結果，進而根據患者實際情況制定治療方案，促進患者盡早康復。
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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。
農田生態系統是依靠光照、溫度、水分和土地等自然要素以及人為投入（如：化肥、種子、農藥、灌溉、機械等），利用農田生物與非生物環境之間以及農田生物種群之間的關系來進行食物、纖維和其他農副產品的半自然生態系統[1]。農田生態系統是陸地生態系統重要組成部分。我國學者張新時和歐陽志云[2]早在1999年就對我國生態系統的服務功能經濟價值進行了詳細評價。隨著人類文明的進步，科學技術的飛速發展，對農田生態系統服務的重視也日漸加深。部分學者[3-4]也曾對我國局部地區的森林生態系統服務功能價值進行了評價。一直到2005年，國內外關于資源生態價值評估理論和方法主要集中于森林資源和水資源[5-7]，對于農田生態系統的價值評估目前尚無公認的標準與方法，國內關于獨立的農田生態價值評估案例尚少[8-9]。因此，為了更合理的利用農田生態系統，目前越來越多的學者開始關注農田生態系統服務的功能價值評價，并逐步成為研究熱點。
1.農田生態系統服務功能的概念和內容
農田生態系統服務功能是指農田生態過程和人類活動所形成的人類賴以生存的自然環境條件與效用[10]。農田為我們提供了食物來源，例如糧食、蔬菜、水果等其他農副產品。除此之外，農田也具有生態服務功能和社會經濟價值功能。一般農田生態系統服務功能價值可分為直接功能價值和間接功能價值。直接功能價值主要指農田生態系統可以直接為人類提供生產原料、糧食和其他農副產品等、以及生態觀光所產生的農田生態系統服務功能價值。間接價值主要是指除農田直接供給農副產品以外而獲得的對整個生態環境的價值，例如：凈化空氣、涵養水源、碳匯作用等。
2.農田生態系統功能價值
農田生態系統是一種半自然的人工生態系統，是由農田、環境及人為控制組成的復合生態系統，但由于其具有高度的目的性、開放性、高效性、易變性、脆弱性與依賴性等特點[11]，農田生態系統功能價值也具有復雜性、特殊性，其功能如下。
2.1提供農副產品的功能價值
農業是社會生產的基礎，農田生態系統具有較高的生產力。人類所需的食物、生產原料主要來源于農田生態系統，大量的農副產品從農田生態系統輸出。農田生態系統能夠在人工輔助能的投入下，以較高的效率對系統外輸出物質能量參與整個生態系統的物質能量大循環。據統計每年各類生態系統為人類提供糧食18×109t[3]。
2.2碳匯功能價值
一方面各種農作物利用太陽能，通過光合作用將CO2等物質固定轉化為有機物；另一方面土壤的固碳作用也是相當重要的方面。假設我國耕地土壤有機質平均提高05%，則相當于固定碳近8×108t[12]。肖玉等[8，13]通過大田實驗堆水稻生態系統的固碳作用進行了研究。
2.3養分循環及土壤保持價值
土壤是“土壤圈”物質循環的重要組成部分，也是陸地生態系統中維持生物生命周期的必要條件。農田生態系統通過地表覆蓋和水土保持措施可保持土壤。孫新章等[14]的研究表明，不同地表覆蓋和水土保持措施下中國農田生態系統每年保持土壤的數量和價值分別為1019×108t、440850×108元。
2.4水調節功能價值
農田具有涵養水源的功能，農作物枝葉能夠截留部分降水，耕地也能保持部分水源，主要指土壤的有效持水量，土壤是一個天然的水庫。據統計植被能截留高達1/3的降雨量[15]，同時能夠減少水分蒸發、涵養水土、保持水源。黃璜[16]認為稻田及相鄰的溝渠、山塘構成一個隱形的水庫。
2.5美學和旅游價值
農田生態系統是一種半自然的人工景觀，能夠給人以視覺上的美感享受。農田景觀是自然環境的重要組成部分，是自然界中最充滿魅力的景色，也是我國農耕文化和地域特色的體現。近年來，伴隨著我國城市化進程加快和新農村建設的不斷發展，使城鄉居民的生活環境發生巨大變化；加之傳統農業向現代農業的轉變及農業休閑活動的增多，農田生態系統在提供農副產品生產的同時，也提供了精神文明和旅游的價值，致使農田景觀受到越來越多的關注。
2.6農田生態系統服務綜合價值評價
農田生態系統本來就是一個復雜的系統，應進行綜合性評價。謝高地等[17]整理了對我國專業人士進行的生態問卷調查結果，得出了中國陸地生態系統單位面積服務價值表，其中農田生態系統具有氣體調節、氣候調節、水源涵養、土壤形成與保護、廢物處理、生物多樣性保護、食物生產、原材料生產和娛樂文化，并得出我國不同農田生態系統服務平均年價值量為61143元?hm-2。謝高地等[18]根據中國農田生態系統現狀構建了農田生態系統服務評估當量因子表，估算出農田生態系統每年為人類提供195091億元生態服務和經濟產品總價值，其中419%是由農田生態系統自然過程提供和產生的，581%是由人類種植業活動過程產生。
3.農田生態系統服務功能評價方法
3.1農作物生產最的價值評價
利用市場價值法，農作物生物量與其經濟產量的關系式[19]為：
VP=B×（1-R）/f
式中，VP表示農作物生物量；B表示經濟產量；R表示經濟產量含水率；f表示經濟系數。
3.2碳匯功能評價
農田中的溫室氣體主要是CO2和CH4，這里計算主要以固定的CO2的價值為評價為例。農田生態系統包括作物的光合作用及作物、凋落物層和土壤的呼吸作用，采用以下計算方式[3]：
Q=S-Rd-Rs
式中，Q為CO2固定量，t/hm2.a；S為凈第一性生產力所同化的CO2量，t/hm2.a；Rd為凋落物層呼吸釋放的CO2量，t/hm2.a；Rs土壤呼吸釋放的CO2量，t/hm2.a。
3.3涵養水源價值評價
農田生態系統涵養水源的作用可以采用降水儲存量法來計算[20]：
Qw=A×Jo×K×（Ro-Rg）
式中，Qw為與裸地相比較，農田涵養水源的增加量；A為計算區面積；J為計算區多年平均產流降雨量；J0為計算區多年平均降雨總量；K為計算區產流降雨量占降雨總量的比例；R為與裸地比較，農田減少徑流的效益系數；R0為產流降雨條件下裸地降雨徑流率；Rg為產流降雨條件下農田降雨徑流率。
3.4土壤保持價值評價
農田生態系統保持土壤的功能可采用如下方法計算[14]：
Qs=A×（Ep-Er）
式中，Qs為農田土壤保持量；A為農田面積；Ep為耕地潛在侵蝕模數；Er為現實侵蝕模數。
4.研究展望
本次研究只是對農田生態系統服務功能的部分功能進行了功能價值評價，對環境凈化方面未涉及，這也是以后仍需繼續研究的方向。目前集約農業正向多功能農業方向發展，我們更應對農田生物多樣性的研究更加深入。當然農田生態系統即存在對人類發展有益的服務功能，我們也不能忽視其帶來的生態環境負效應，這也是我們未來研究的重點方向。此外，目前的定量分析較少涉及到評價區域的空間分析，對于空間關聯性分析更是少有涉及。因此，如何采用更加準確的方法對農田生態系統生態價值進行定量研究，并對耕地涵養水源空間關聯性進行分析，是值得進一步探索的課題。（作者單位：四川師范大學地理與資源科學學院）
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一、生態系統服務功能內涵及意義
生態系統服務（EcosystemServices）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]，它不僅給人類提供生存必需的食物、醫藥及工農業生產的原料，而且維持了人類賴以生存和發展的生命支持系統（Daily，1997；歐陽志云等，1999）。由此得出生態系統不僅可以為我們的生存直接提供各種原料或產品（食品、水、氧氣、木材、纖維等），而且在大尺度上具有調節氣候、凈化污染、涵養水源、保持水土、防風固沙、減輕災害、保護生物多樣性等功能，進而為人類的生存與發展提供良好的生態環境。近年來，隨著世界范圍內人口、資源與環境之間的矛盾越來越突出，有關生態系統服務功能效益評估引起了世界各國的普遍關注，生態系統服務及其價值評估已經成為當今生態學、生態經濟學研究的前沿課題之一。
隨著生態經濟學、環境和自然資源經濟學的發展，國內外學者開始致力于此問題的研究，對各類生態系統進行定性及定量的研究，為及時、準確和動態的掌握生態系統功能的價值提供了依據，對國民經濟發展、生態環境的建設與保護和政府的宏觀決策有重要的現實意義。具體表現在以下幾個方面：（1）有助于提高人們的環境意識；（2）促使商品觀念的轉變；（3）促進環境納入國民經濟核算體系；（4）促進環保措施的科學評價；（5）為生態功能區劃和生態建設規劃奠定基礎（引自中國科學院可持續發展戰略研究組）。
二、生態系統服務功能的價值
（一）生態系統服務功能價值構成
生態系統服務功能的價值源于它的功能，生態系統服務功能是多樣的，決定了生態系統服務價值也是多樣的。聯合國環境規劃署（UNEP）[2]于1993年組織一些專家編寫了《生物多樣性國情研究指南》，將生物多樣性價值劃分為五種類型，即：具顯著實物形式的直接價年進行的“中國生物多樣性國情研究”項目，王健民提出生物多樣性總經濟價值包括直接使用價值、間接價值、潛在使用價值和存在價值四個方面。歐陽志云等學者又將其分為：直接利用價值、間接利用價值、選擇價值、存在價值[3]。雖然不同的學者對于生態系統服務功能價值給出了不同的分類，但總體上都是圍繞著利用價值和非利用價值進行研究的。
（二）生態系統服務功能價值估算方法
美國康斯坦扎等人在測算全球生態系統服務價值時，首先將全球生態系統服務分為十七類子生態系統，之后采用或構造了物質量評價法、能值分析法、市場價值法、機會成本法、影子價格法、影子工程法、費用分析法、防護費用法、恢復費用法、人力資本法、資產價值法、旅行費用法、條件價值法等一系列方法分別對每一類子生態系統進行測算，最后進行加總求和，計算出了全球生態系統每年能夠產生的服務價值[4]。隨后依據生態系統服務與自然資本的市場發育程度，將以上的生態系統服務與自然資本的經濟價值的評估研究方法歸結為四類：（1）實際市場評估技術，對具有實際市場的生態系統產品和服務，以生態系統產品和服務的市場價格作為生態系統服務的經濟價值。評估方法主要包括市場價值法、費用支出法。（2）替代（隱含）市場評估技術，生態系統的某些服務雖然沒有直接的市場交易和市場價格，但具有這些服務的替代品的市場和價格，通過估算替代品的花費而代替某些生態服務的經濟價值，即以使用技術手段獲得與某種生態系統服務相同的結果所需的生產費用為依據間接估算生態系統服務的價值。這種方法以“影子價格”和消費者剩余來估算生態系統服務的經濟價值。評估方法較多，包括替代成本法，生產成本法—機會成本法、恢復和防護費用法、影子工程法，旅行費用法（TCM），資產價值法或享樂價值法（HPM），以及疾病成本法和人力資本法、預防性支出法、有效成本法等。（3）假想（模擬）市場評估技術，對沒有市場交易和實際市場價格的生態系統產品和服務（純公共物品），只有人為地構造假想市場來衡量生態系統服務和環境資源的價值，其代表性的方法是條件價值法（CVM）。（4）空間—能值分析技術，包括生態足跡法和能值分析法，目前由于其不夠完善應用較少[5]。
1.實際市場評估技術
費用支出法是從消費者的角度來評價生態服務功能的價值。它以人們對某種生態服務功能的支出費用來表示其經濟價值[6]。例如，對于森林景觀的游憩價值，可以用游憩者支出的費用總和（包括往返交通費、餐飲費用、住宿費、門票費、入場券、設施使用費、攝影費用、購買紀念品和土特產的費用、購買或租借設備費以及停車費和電話費等所有支出的費用）作為森林憩的經濟價值。它僅能評價森林游憩的使用價值，不能評價非使用價值，如該方法不能說明游憩者較少的（熱帶雨林）森林的游憩價值。
市場價值法：市場價值法與費用支出法類似，適合于沒有費用支出的但有市場價格的生態系統服務的價值評估[7]。理論上，市場價值法是一種合理方法，也是目前應用最廣泛的生態系統服務功能價值的評價方法。如計算產品提供功能價值多采用市場價值法來計算，以農產品為例可有：
Va=ΣQa，iPs，i（1）
式中：Va為農產品的價值（元）：Qa，i為當年第i類農產品數量；Ps，i為第i類農產品價格。根據實際情況可以進行調整。如果涉及到整個生態系統由于其功能種類繁多，而且往往很難定量，實際評價時仍有許多困難。
2.替代市場價值法
替代成本法：在生態系統遭受破壞之后人工建造一個系統來替代原來的生態系統服務功能，用建造新工程的費用來估計生態系統破壞所造成的經濟損失的一種方法。如水循環功能價值可用替代成本法計算，以農業水循環為例可列為
Vw=a×（Q1－Q2）×Pw（2）
式中:Q1為農業用水總量，Q2為農業排水總量，Pw為水價，a為調整系數。
影子價格法：在完善的市場條件下，市場價格取決于市場供求狀況，當供求均衡時，價格趨于穩定，此時需求者為多購買單位貨物所支付的價格—邊際產品價格，恰好等于供給者多生產單位貨物的生產成本—邊際生產成本。該均衡狀態下的市場價格，即為線性規劃所求的影子價格。資源優化配置的線性規劃中存在對偶規劃，一旦實現了資源的最優化配置，各種資源的最優價格就是影子價格。當社會處于某種狀態時，影子價格能更好的反映各種資源的價值、市場的供求狀況以及資源的稀缺程度，使資源配置向優化方向發展。如果排除市場價格不合理因素后計算的結果已不同于線性規劃所描述的的影子價格。影子價格的基本計算方法大致有兩類：總體均衡分析法和局部均衡分析法，前者雖然理論上比較嚴密，但是應用比較困難，后者則需要根據分析對象的特點和所處的供需環境來具體確定影子價格。機會成本屬于后者，目前此種方法主要應用于生態環境供水效益的計算[8]。
影子工程法：又叫替代工程法，是恢復費用法的一種特殊形式，當生態系統某些功能難以直接進行估算時，可借助于能夠提供類似功能的替代工程即所謂的影子工程的價值來替代該生態系統服務的價值。如森林涵養水源的功能，很難直接進行價值量化，但可以尋找一個影子工程。如修建貯存與森林涵養水原量同樣水量的水庫，則該水庫的價值就可以替代該森林涵養水源的價值。姜文來等分別用影子工程法對森林涵養水源的價值進行了評估[9～[10]。
旅行費用法（TCM），TCM的設想最早是由美國經濟學家霍特林于1947年提出的。他認為，可以應用經濟學的需求理論，按照游客到達國家公園的旅行距離和對國家公園訪問率之間的經驗關系，估計出人們對國家公園的需求，進而計算國家公園對游客產生的總效益，其應該等于游客的旅行費用支出加上消費者剩余。簡單的計算方法為Vt=P×Sp（P為旅游人數，Sp為旅游者平均費用）。TCM模型分為分區旅行費用模型（ZTCM）與個人旅行費用模型（ITCM）。它的最大貢獻是對消費者剩余的創造性應用[11]，其主要原因有：人們常用市場價值表示商品的經濟價值，但像森林游憩這樣的“公共產品不僅沒有市場交換，而且沒有市場價格；消費者剩余是根據商品市場價格資料計算除了的，但森林游憩沒有市場交換和市場價格，因而其消費者剩余沒辦法計算出來；它的有點在于提出了游憩商品可以用消費者剩余作為其價值的評價指標，并計算出其數值。同時，它又有它的局限性，只能評價森林游憩的使用價值，不能評價其非使用價值。
疾病成本法和人力資本法：生態系統服務的變化有時會影響人類的健康。它主要表現在：因污染致病、致殘或早逝而減少本人和社會的收入；醫療費用的增加；精神或心理上的代價等。疾病成本法用來計算污染對人體健康的影響，以損害函數為基礎，把人們接觸到的污染水平與健康狀況聯系起來。人疾病成本法和人力資本法包括以下步驟：（1）確定污染物的種類和數量；（2）確定污染作用下發病率的增加量；（3）使用治療成本、工資損失和生命損失去估計患病和過早死亡的成本[6]。
防護和恢復費用法：用于評估水土流失、重金屬污染、土地退化等環境破壞或噪聲、危險品和其他污染造成的損失。其基本思想是：用恢復被破壞的環境（或重置相似環境）或避免某種污染的費用來表示該環境污染造成損失的價值的費用來表示該環境的價值。例如，某地濕地生態系統遭到破壞后，要恢復到原來狀態所需的費用，或確保使其不被遭到破壞所需的費用。
資產價值法：把環境質量看做是影響資產價值的一個因素，當影響資產價值的其他因素不變時，以環境質量惡化引起資產價值的變化額來估計環境污染所造成的經濟損失的一種方法，稱為資產價值法。例如，用房屋資產價值變化來估計大氣質量變化造成的經濟損失或收益：房屋的價格受房屋特性（如大小、新舊、結構類型等）、四鄰條件（交通便利程度、周圍學校、商店等情況）和環境質量的影響，通過調查并使用多變量分析建立它們之間的相互關系，從而計算出大氣質量變化引起的房屋價值的變化，說明大氣質量變化造成的經濟損失或收益。目前應用此類方法較少。
3.假想市場法
條件價值法（CVM），也稱調查法和假設評價法，通過假想市場詢問人們對環境質量改善的支付意愿（WTP）或受到損害后的受償意愿（WTA）來評估環境物品或服務的價值。它的核心是直接調查咨詢人們對生態服務功能的支付意愿，并以支付意愿和凈支付意愿來表達生態服務功能的經濟價值[12]。在實際研究中，從消費者的角度出發，在一系列假設問題下，通過調查、問卷、投標等方式來獲得消費者的支付意愿和凈支付意愿，綜合所有消費者的支付意愿和凈支付意愿來估計生態系統服務功能的經濟價值。根據條件價值法計算公式：
E（WTP/WTA）-Pibi[13]（3）
式中：E（WTP）為被調查者平均支付意愿，E（WTA）為被調查者平均補償意愿，Pi被調查者選擇某數額的概率，bi為投標數額進行計算；再結合當地實際根據被調查者表達出的WTP或WTA建立適當的數學模型，進而確定價值影響人群最大WTP或最小WTA，實現評估非市場物品價值目的。
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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關鍵詞：
生態系統服務；價值；InVEST模型；浙南山區；泰順縣
生態系統服務是指生態系統提供給人類直接或間接的利益，主要包括向社會經濟系統輸入有用物質和能量、接受和轉化來自社會經濟系統的廢棄物，以及直接向人類社會成員提供服務[1]。生態系統服務價值評估與自然資產核算是目前生態經濟學和環境經濟學的研究熱點和焦點。為了對這些價值進行客觀、科學的評估，國內外基于各種時空尺度的生態系統服務價值評估進行了大量的案例研究和理論探索[2～4]。初步建立了生態系統服務價值評估理論框架，探索了不同生態系統、不同服務類型的評估方法[5～8]。生態系統服務與權衡綜合評價（integratedvaluationofecosystemservicesandtradeoffs，InVEST）模型是生態系統服務價值評估常用的工具，該模型運行較簡單，并且已取得了良好的模擬效果[9～10]。生態系統服務重要性評價是針對區域典型生態系統，分析生態系統服務的區域分異規律，并明確生態系統服務的重要區域，目前對生態服務功能重要性評價的方法基本是按照環境保護部《生態功能區劃暫行規程》，即對生物多樣性保護、水源涵養、土壤保持、沙漠化控制、營養物質保持、海岸帶防護功能6個方面進行評價，該評估在省級、流域、全國甚至全球尺度上可行，但在小尺度上就略顯簡單。
浙江省南部山區屬于全國重要生態功能區劃中的浙閩贛交界山地生物多樣性保護重要區，是我國生物多樣性重點保護區域，同時也是重要的水源涵養區。如何加強該區域生態系統的科學管理，確定生態保護關鍵區以及針對不同區域制定相關生態保護和建設政策，均需進一步明確其生態系統服務價值極其空間分布。本研究選擇泰順縣作為研究區域，通過構建生態系統服務價值評估指標體系，確定評估方法，定量評估各類生態系統服務價值，并進一步分析生態系統服務重要性，以期為權衡生態保護與發展之間的關系、建立合理的生態補償機制提供重要基礎數據，亦有助于將價值評估結果納入自然資源可持續利用、生態環境保護和政績考核體系。
1研究區概況
泰順縣土地總面積1762km2，屬亞熱帶海洋季風型氣候，年均氣溫16.1℃，年均降水量2008.8mm，年平均蒸發量1148.6mm。境內溝谷縱橫，有大小溪流數百條，分屬飛云江、交溪、沙埕港、鰲江四大水系。森林資源豐富，全縣森林覆蓋率為75.6%，有常綠闊葉林、落葉闊葉林、針闊混交林、竹林、山地灌叢等5個群落類型。除烏巖嶺自然保護區內保護較完整的13.4km2原始森林外，其余基本都是次生林。土壤類型以紅壤、黃壤、紫色土和水稻土為主。全縣中度以上土壤侵蝕所占比例為25.09%，平均土壤侵蝕模數為1729.96t/(km2•a)，屬輕度水利侵蝕，水蝕的主要形式是坡面侵蝕和細溝、小切溝侵蝕，并伴有重力侵蝕和泥石流。
2研究方法
2.1數據來源數據主要包括：①土地利用數據，以遙感影像作為基本信息源，結合2012年1:50000土地利用現狀圖、30m×30m分辨率的數字高程模型（DEM）以及野外實測的地物光譜數據和社會經濟統計數據等資料，通過計算機解譯和人工解譯相結合的方法獲得；②氣候數據，來源于中國氣象局數據共享中心，包括2012年日平均溫度、相對濕度、降水量和日照時數等，降水量的空間分布格局通過ANUSPLIN插值軟件[11]將研究區及周邊共12個氣象站點的降水量觀測值進行插值獲得；潛在蒸散（ET0）采用聯合國糧農組織（FAO）于1998年對Penman-Monteith模型的修訂版本[12]計算獲得；③土壤數據，通過對1:1000000土壤空間屬性數據柵格化獲得；④植物養分數據，來自遙感估測以及已有研究成果；⑤NPP（凈初級生產力），采用周廣勝等[13]的自然植被NPP模型得到；⑥產品供給及其他（如SO2、煙塵、工業粉塵排放量等）統計數據，主要來自《泰順縣統計年鑒2013》和泰順縣環境保護局，該研究以2012年為核算年。
2.2評價指標體系在千年生態系統評估和Haines-Youn等[14～15]生態系統服務分類基礎上構建泰順縣生態系統服務價值評價指標體系，主要由產品供給服務、調節服務和文化服務價值3大類17項指標構成（產品供給包括6項，表1包括11項），并采用市場價值法、替代成本法、費用支出法等[16]進行生態系統服務價值的評估。
2.3評價方法
2.3.1產品供給生態系統產品供給價值指環境資源直接滿足人們生產和消費所需的價值。
2.3.2固碳釋氧植物每生產1t干物質可以吸收1.63tCO2（CO2分子量中C元素的含量為27.27%），同時釋放1.19tO2。生態系統的凈化環境功能包括大氣環境凈化和水環境凈化。大氣環境凈化主要考慮生態系統對SO2的吸收和滯塵功能的價值；水環境凈化主要考慮生態系統對COD和氨氮凈化功能的價值。用污染排放量分別乘以單位排放量的處理費用，即為生態系統環境凈化功能的價值。SO2治理費用和除塵價格根據《森林生態系統服務功能評估規范》確定，生態系統年凈化水質價值采用網格法得出的全國城市居民用水平均價格計算，水的凈化費用為2.09元/t。
3結果與分析
3.1生態系統直接服務價值生態系統直接服務價值主要是指其產品供給服務所產生的價值。主要包括農業產品、林業產品、畜牧業產品、漁業產品、水資源利用和水電6項。農業產品主要指糧食、油料、藥材、茶葉、水果和蔬菜；林業產品主要指油茶籽、筍干、板栗、木材和毛竹；畜牧業產品主要指豬肉、牛肉、羊肉、兔肉、禽肉、禽蛋、蜂蜜和牛奶；漁業產品主要指水產品；水資源利用主要指農業灌溉用水、林牧漁畜用水、工業用水、城鎮公共用水、居民生活用水和生態與環境用水；水電是指泰順縣全年135個水電站的總發電量。依據《泰順縣統計年鑒2013》統計得到全縣生態系統產品供給總價值為8.11×108元，其中農業產品產量為16.63×104t，總價值為5.67×108元；油茶籽、筍干、板栗產量共計0.36×104t，木材1.90×104m3，毛竹109.37×104根，林業產品總價值為0.43×108元；畜牧業產品產量為0.83×104t，總價值為1.52×108元；漁業產品產量為298t，總價值為429×104元；水資源利用總量為6615×104m3，總價值為3839.88×104元；水電發電量為6.89×108kWh，總價值為0.05×108元。
3.2生態系統間接服務價值及總價值固碳釋氧服務價值：由自然植被NPP模型計算得到2012年泰順縣單位面積NPP為710.13g/(m2•a)（以C計），故全縣NPP總量為125.12×104t/a，計算得到，2012年生態系統固碳價值為4.19×108元，釋氧價值為4.92×108元，固碳釋氧總價值為9.11×108元。營養物質保持服務價值：在營養物質保持量的計算中，以各氣候帶營養元素N、P、K在植物體中的質量分數為依據[20]，結合當地森林資源清查數據來計算泰順縣生態系統的N、P、K含量，分別為0.485%、0.054%、0.27%，計算得到，2012年泰順縣生態系統固氮量為6068.53t，固磷量為675.67t，固鉀量為3378.36t，總營養物質保持功能的價值為1.3×108元。水源涵養服務價值：2012年泰順縣年均降水量為2162.75mm，年均潛在蒸散量為690.56mm，生態系統水源涵養量為27.16×108m3，水源涵養功能的經濟價值為208.32×108。土壤保持服務價值：由1:1000000中國土壤數據庫獲取泰順縣不同土壤類型的N、P、K含量。計算得到，泰順縣土壤保持總量為6908.63×104t，保肥總量為88.4×104t，總經濟價值為22.98×108元；因土壤保持功能減輕泥沙淤積量為0.12×108m3，經濟價值0.94×108元，泰順縣土壤保持功能總價值為23.92×108元。氣候調節服務價值：2012年泰順縣森林、草地和城市綠地等植被覆蓋面積為1684.21km2，每公頃綠地夏季在周圍環境中可吸收81.1×103kJ的熱量，全縣植被因蒸騰作用吸收的熱量為136.59×108kJ，合379.42×104度電。全縣水面年蒸發量為0.22×108m3，在氣溫25℃環境下，1m3水汽化為相同溫度的水蒸氣需消耗2.43×106kJ的熱量，全縣水面蒸發消耗的總熱量為54.6×1012kJ，折合15.17×109度電。植物蒸騰和水面蒸發產生的經濟價值為72.82×108元。環境凈化服務價值：2012年泰順縣SO2排放總量為163.73t，煙塵和工業粉塵排放總量為174.69t，生態系統凈化空氣總經濟價值為22.27×104元。全縣廢水排放總量為52.39×104t，全部直接排入自然界中，其中，COD排放量195.27t，氨氮排放量為1.36t。生態系統凈化水質的價值為109.5×104元。文化旅游服務價值：泰順旅游區面積占全縣面積25%，擁有烏巖嶺國家級自然保護區、飛云湖國家級風景名勝區、承天氡泉省級自然保護區、氡泉-九峰省級風景名勝區、三魁天關山省級森林公園、南浦溪市級風景名勝區等旅游區。全縣2012年接待國內外游客206×104人次，實現旅游收入10.51×108元，其中接待國內游客205.8×104人次，國內旅游收入10.48×108元；接待入境游客1605人次，國際旅游外匯收入281.21×104元。由表1可見，泰順縣生態系統間接服務價值為325.99×108元，其中，調節服務價值為315.48×108元，文化服務價值為10.51×108元。結合3.1節可知，泰順縣生態系統服務總價值為334.1×108元，具體地，水源涵養價值為208.32×108元，占總價值的62.35%；氣候調節價值為72.82×108元，占21.8%；土壤保持價值為23.92×108元，占7.16%。
3.3生態系統服務重要性綜合評價根據泰順縣生態系統的結構與功能特點，選擇固碳釋氧、營養物質保持、水源涵養和土壤保持等服務指標進行生態系統服務重要性綜合評價，建立生態系統服務重要性評價指標體系（見表2），采用綜合指數法[21～22]對各評價指標分級賦值后進行等權重疊加，并將評價結果分為4級，即極重要、很重要、重要和一般重要。由圖1可見，泰順縣生態系統服務重要性表現出明顯的空間差異。西北部的黃橋、烏巖嶺、楊寮一帶生態系統服務重要性最高，該區域為全縣的多雨中心，加之烏巖嶺自然保護區及其周邊原始森林保護較為完整，森林植被覆蓋度高，動植物種類十分豐富，是水源涵養和生物多樣性保護極重要區，占全縣總面積的31.43%；中北部的百丈鎮、莜村鎮以及南部仕陽鎮一帶生態系統服務重要性較高，該區域降水較為豐富，蒸散量低，植被覆蓋度高，是水源涵養重要區，占全縣總面積34.57%；其他區域生態系統服務重要性處于中等，這些區域城鎮化水平較低，農村及農用地沿山間盆地及溪谷廣泛分布，占全縣總面積的20.35%；羅陽鎮、泗溪鎮、三魁鎮、雅陽鎮一帶生態系統服務重要性最低，該區域地處山間盆地，屬全縣人口集中分布區，土地利用類型以耕地和建設用地為主，占全縣總面積的13.64%。
4討論
生態系統服務的評價方法主要有兩類，一類是物質量評價法，另一類是價值量評價法[23]。本研究分別從物質量和價值量兩方面對泰順縣生態系統服務進行評估，物質量評價法主要從物質量的角度對生態系統提供的各項服務進行定量評估，其特點是能夠比較客觀地反映生態系統的生態過程；價值量評價法是以貨幣價值量的角度對生態系統提供的服務進行定量評估，其結果易于納入經濟核算體系，可以從另一側面展示生態系統服務價值，以引起人們高度重視，進而保證持續地利用生態系統服務。本文采用InVEST模型對泰順縣生態系統服務進行定量評估，在此基礎上開展的生態系統服務重要性評價能夠較為精細地反映生態系統服務的空間差異及其對人類社會的重要性。該研究結果顯示，泰順縣生態系統服務以水源涵養、氣候調節、土壤保持為主，有著巨大的間接服務價值。生態系統服務極重要區面積為553.84km2，占全市總面積的31.43%，遠大于目前縣域的林地保護面積。隨著泰順縣經濟的快速發展，使用林地面積逐步增加，林地保護與利用的矛盾日趨突出，加之水土流失日趨嚴重，應該大力恢復和發展生態公益林，既能保持水源涵養功能，又有利于保護生物多樣性，并積極有效地應對氣候變化。
泰順縣2012年全縣生態系統服務總價值為334.1×108元，是當年該縣GDP的6.40倍，該比值高于國內外大多數生態系統服務價值評估結果。如Costanza等[24]對全球生物圈生態系統服務價值估算結果顯示，1994年全球生態系統服務價值約合當年世界GDP的1.82倍；Boumans等[25]利用全球生物圈復合模型（GUMBO）得出，2000年全球生態系統服務的價值約為當年世界GDP的4.5倍；陳仲新等[26]把我國植被類型合并為若干個陸地生態系統類型，并參考Costanza等包含16個生態系統類型的分類系統與17大類生態系統效益的分類方法及經濟參數對1994年我國生態系統功能與效益進行了價值估算，結果表明，我國生態系統經濟效益為當年GDP的1.73倍；吳珊珊等[27]通過構建海洋生態系統服務分類體系，計算得出2004年渤海海域生態系統服務價值相當于環渤海地區GDP的1.73倍；歐陽志云等[11]提出了生態系統生產總值（GEP）的概念及核算方法，并估算出貴州省2010年生態系統生產總值為當年全省GDP的4.30倍，比較發現，泰順縣生態系統在評價指標不是特別多的情況下，依然有著巨大的服務價值。
中圖分類號：F124.5 文獻標志碼：A 文章編號：1673-291X（2013）16-0207-03
關于生態經濟學研究生態系統和經濟間的關系。很多西方哲學家認為人類群體的增加被視作環境的一部分。在過去的幾十年里，思想家Aldo Leopold（1949）和Rachel Carson （1962）認為自然世界不是無限的，人類群體可能誘導不可逆轉的改變，影響我們賴以生存的環境的可持續發展性。對于整個自然系統的健康，Lovelock（1979）的Gaia 概念強調了所有自然系統和人類責任（作為自然系統的一部分）的互聯性。同時，引出了技術樂觀（technological optimism），認為技術能使能源和資源有限增長，而相反的思想技術悲觀（technological pessimism）認為，技術帶來的能源限制將最終導致經濟增長停滯的概念[1]。因此，經常在實際操作中，生態經濟學讓生態學家和經濟學家聯合解決此問題。生態經濟學中最關鍵的是研究其價值問題。
1.生態價值的概念、特性、實現、分類和意義。生態價值的概念。生態價值是指以地球生物圈作為生命維持系統或人類生存系統的價值或稱生存價值，它是自然界物質生產過程創造的價值 。它可以理解為“ 生態的價值（value of ecology）”和“ 生態性價值（value foe ecology）”，前者指生態所具有的價值，后者指具有生態屬性的價值或“對于生態的價值”?？腕w對主體的單向關系的價值觀認為，它是生命現象與其環境之間的相互依賴和滿足需要的關系。它是指包括人在內的整個大自然系統（生物圈）內在的生態平衡價值，沒有合適的調控機制的情感不可能有很高的智商，而情感的調節和控制恰恰是意志的主要功能。同時它也是一個歷史范疇，是社會的產物，隨社會經濟發展、環境狀況的變化，其內涵和處延是不斷發生變化的。社會資源中的價值都和環境決策問題密不可分，其中一個是立足于社會哲學方面，而另一個則是基于環境和自然的經濟資源。但是，價值對于生態而言，生態價值則被布朗（1993年）定義為：一個人或社會團體的道德標準，是在生活中重要的有價值的通常被接受或個人堅持的判斷標準。公眾評論的價值比較傾向于人們認為重要的事情的范圍。一些生態特征對于當地社會可能沒有價值，但是對廣大的生態循環以及人類生存卻貢獻了重要的意義。國內外學者都對生態價值進行了界定，但無論何種方式的界定，都表現了生態價值是自然和社會系統的共同財富。自然既為人類提供了生態價值也為人類獲取生態價值做了限定，過度開發和利用生態價值會帶來一系列不良后果。
生態價值的內容。從人和其他生物與環境的要素來看，生態價值包括的內容為：一是生態價值具體表現為自然環境及其要素的自在價值、使用價值和審美價值；二是人和其他生命對自然環境的生態價值，即生命體的生態價值。從生態系統整體與要素的關系來看，生態價值也包括：生態系統要素對系統整體的生態價值，簡稱生態要素的生態價值；生態系統整體對系統要素的生態價值，簡稱生態系統的生態價值。
生態價值的特性。主要為主體整體性、全球連鎖性、矛盾復雜性、時間持續性、客觀存在性、戰略緊迫性、二元性。其二元性表現在價值中包括土地資本的社會必要勞動時間決定的土地資本價值和由土地物質供求決定的土地物質的虛假社會價值。尤其是市場供需狀況對生態價值存在明顯的影響。由于人類對資源需求的增長使資源的稀缺性表現更加突出，當一種物品處于短缺狀況，并具有使用價值，才有市場價值。
生態價值的表現形式包括：包括生態的經濟價值、生態的倫理價值和生態的功能價值三個方面。從另一個角度來分析，生態價值也可以有以下主要表現形式：可直接用貨幣度量的一般等價物，即價格；以及簡潔形式表現的差級收入方式。同時，生態價值具有資源價值、環境價值、認識價值、審美價值、經濟價值、生命維持價值和社會政治價值等主要形態。其中，生態的經濟價值是目前人類可持續發展背景下重點考慮的內容。生態價值的經濟性體現在它與人類之間有相互影響和制約的關系：首先，生態本身能給人類帶來巨大的經濟利益；其次，生態的破壞會給人類造成巨大的經濟損失；再次，是消除污染恢復生態能為未來的經濟發展帶來充足的后勁 ；第四，生態的經濟價值顯效的周期較長，因而常為急功近利、狹隘自私者所不顧；第五，人類對生態的開發利用程度和生態對人類經濟的利用程度的把握具有很大的難度 。
生態價值的實現。生態價值真正得以實現的實質是人與自然關系中矛盾的解決。只有真正地解決了人與自然中的關系，才能真正得以實現生態價值。它從兩個方面實現：一方面是使生態價值所擁有的諸種價值形態，真正于人有益，對人發揮作用，滿足人的價值需求；另一方面是滿足生態客體由于人的生態利益而提出的客觀價值要求，使之發揮正常作用。同時，社會的生態化（按照生態規律的要求設計社會生產、生活 結構，調整人與自然、人與人及社會中各種關系）也是生態價值的實現途徑。
生態價值的分類。在傳統的價值分類中，生態價值時常歸隱于“物質價值”、“自然價值”、“經濟價值”、“生理需要”價值、“ 綜合價值”等等之中，但這些分類都無法刻畫出生態價值的獨有特性和存在形態。而目前的研究表明，生態價值可具體分為環境的生態價值、生命體的生態價值、生態要素的生態價值、生態系統的生態價值四類。
生態價值的研究無論是在理論上還是在現實中都具有重要意義。在理論上，它有利于完善和發展我們原有的理論； 豐富經濟學的研究范疇，克服經濟發展目標的片面性，對若干經濟學概念和經濟指標賦予新的內容。在實踐中，一方面有利于對自然資源的合理開發和綜合利用，提高開發利用自然資源的經濟效益和生態效益。另一方面也可以認識到對生態經濟系統投入的勞動既可以使生態系統功能得到改善，也可以因人類利用不當，生態系統遭受破壞，使生態價值下降甚至喪失。自然資源是勞動借以創造經濟價值的財富，所以，正確估計和評價自然資源的生態價值，有利于正確認識生態系統對人類的重要性； 有利于制訂正確的生態環境保護政策、生態資源利用政策，防止生態遭受破壞。
生態價值論為合理制定自然資源的價格，建立合理的比價體系，實現自然資源商品化和建立完整的社會主義市場體系，提供了客觀依據。經濟建設、環境建設同步進行既是社會進步的必要條件，又是社會進步的重要標志。根據這種關系就可以判斷出人的整個文明程度。 生態價值論的建立應該是實現人類的整個文明的契機和環節。
2.生態經濟價值。生態系統能夠為人類提供多重的利益，因此我們將其看作是一種自然資源，人們利用的是生物資源的直接和間接利用價值[9]。以森林為例，其直接利用價值包括果實、木材和其他林產品所提供的價值，間接利用價值主要是它所提供生態服務的價值[9]。生態系統同時可以調節河流量，這是其效益的異地實現，即以河流為通道，在空間上轉移，在轉移過程中逐漸形成可利用價值。
3.生態資本價值：生態資本作為一種資本固然是具有價值的，但其存在形式的多樣性、作用范圍的廣泛性以及作用途徑的復雜性，使其價值必然具有特殊性、多樣性和不確定性，加之研究者認識視角的不同，關于生態資本價值的表現形式及其表現層次就呈現出豐富多樣的格局 。Krutilla早在1967年就定義了自然環境價值并首次將“存在價值”引入主流經濟學，認為生態資本的存在價值是獨立于人們對它進行使用的價值，提出要考慮生態資本在當代人和后代人之間的價值分配，為定量評估生態資本價值奠定了理論基礎。1999年，美國總統科技顧問委員會發表了《投資科學：認識和利用美國自然資本》的長篇報告，報告詳細分析了美國自然環境的現狀和質量、自然財富的存量和流量、生態環境破壞的程度及由此引起的危害，在此基礎上對美國自然資本的價值概括為生物多樣性的經濟價值、物種多樣性的價值、遺傳多樣性的價值、生態系統的服務價值和生物多樣性的美學價值。
一、生態系統服務價值評估理論
一直以來，由于各國國情的不同，國際上沒有一個統一的生態系統服務價值核算理論和方法。盡管早在20世紀80年代以來已先后有包括美國、中國、加拿大、日本、 瑞典、挪威、 法國、德國等超過45個國家在內的政府和國際組織或研究機構，開展了自然資源核算理論和方法及實施方案的研究和探索。中國部分學者也對資源的核算理論、核算方法、 核算技術等問題進行了探索和研究。Costanza（1997）等人發表《世界生態系統服務與自然資本的價值》，對全球生態系統的服務功能分17種進行賦值計算，這一研究是首次對全球生態資本的經濟價值進行確認和評估，雖然計算結果高得令人難以置信，但它讓人們認識到了生態資本有著巨大的經濟價值；同時，Westman（1997）提出了“自然的服務”（nature’s services）的概念及其價值評估問題（Westman，1997）；Daily 主編的《自然的服務——社會對自然生態系統的依賴》的出版都將生態系統服務功能價值研究打開了新的局面。1992年，加拿大生態經濟學家Wiliam.R 最早提出了生態足跡（ecological footprint）模型，并在1996年被Wackenagel 完善成為衡量人類對自然資源的利用程度以及自然界為人類提供生命支持服務功能的方法。
1.生態系統服務類型。Constanza 等學者（1997）將全球生物圈分為遠洋、海灣、海草/海藻、珊瑚礁、大陸架、熱帶森林、溫帶/北方森林、草原/牧場、潮汐帶/紅樹林、沼澤/洪泛平原、湖泊/河流、沙漠、苔原、冰川/巖石、農田、城市等16 個生態系統類型，并將生態系統服務分為17個類型，是目前最有影響的對生態系統服務類型的研究結果。最近的一些研究均以此生態系統服務分類方案開展對生態系統服務價值的評估。
生態系統的開放性使得生態系統服務（特別是其生態效益）具有無償性和外部性，使全人類受益，自然生態系統不僅可以同時提供多項服務，而且是最有效、最廉價、最持久的生態服務的提供系統，其生態服務并不能由技術輕易地取代。
2.生態系統服務價值的構成。生態系統服務的經濟價值構成的分析和科學分類是進行生態系統服務價值評估研究的基礎。生態系統服務取決于生物多樣性，保護生物多樣性就是維持生態系統服務，其生態系統服務價值基本等同于生物多樣性的價值。自1989年來，Peace、Mcneely和 Turner等人都從不同的角度將其分類，該研究構成了生態系統服務價值分類研究的基礎。首先，Peace提出了環境資源的總經濟價值理論，該理論認為環境資源的總經濟價值包括利用價值（直接利用價值和間接利用價值）、存在價值和選擇價值（包括個人將來的利用價值、其他人將來的利用價值和子孫后代將來的利用價值）。其次，McNeely 等將生物資源的價值分為直接價值和間接價值，直接價值又分為消耗性利用價值、生產性利用價值；間接價值又分為非消耗性利用價值、選擇價值和存在價值。再次，Turner在論述濕地的效益及其管理時，將濕地效益的總經濟價值分為利用價值（直接利用價值、間接利用價值和選擇價值）和非利用價值（存在價值和遺產價值）。第四，聯合國環境規劃署的生物多樣性價值劃分、Barbier的環境經濟價值分類、Serageldin 等（1994）的環境的經濟價值分類、經濟合作與發展組織（OECD）的環境資產的經濟價值分類、以及中國生物多樣性國情研究報告中生物多樣性的價值分類，都以上述分類為基礎且基本相同。因此，生態系統服務的總經濟價值（TEV）包括利用價值（UV）和非利用價值（NUV）兩部分，利用價值包括直接利用價值（DUV，直接實物價值和直接服務價值）、間接利用價值（IUV，即生態功能價值）和選擇價值（OV，即潛在利用價值），非利用價值包括遺產價值（BV）和存在價值（EV）。
二、生態系統服務價值評估方法
1.生態價值是指生態系統及其各組成部分在維持生態系統的結構和功能的完整以及其作為生命維持系統和人類生存系統所具有的價值。生態價值是價值體系中的最高價值，是人類全部社會價值的前提和基礎，其價值量是難以估量的。
2.生態系統服務價值評估過程：生態系統服務于自然資本的價值評估是生態環境分析中的難點，相比對其進行的定性研究，生態系統服務價值的定量研究顯得更為活躍，盡管現有的各種評估方法都有其一定的局限，但仍然有各種生態服務價值評估方法相繼推出，如直接假設法、間接假設法、直接觀察法、間接觀察法等。
因此，國內外的學者對其作了大量研究，提出了很多計量生態價值的方法，根據文獻，有關生態價值計量方法大體可歸納為以下三種：（1）價值計量法。以資源的多種效益所承擔的社會價值量，或以它所造成的土地級差收益、社會必要勞動的減少作為計量值，并以貨幣形式表達。可歸為此類的有：相關替代法、估計法、加權推比法、再生產費用法、效益價值分解法、消耗法、補償法和級差地租計算法等。（2）效益計量法。不考慮資源生產中所投入的必要勞動量，而是以資源各種效能所形成的社會勞動的減少，作為效益計量值，并換算為貨幣當量。這種方法目前在國內外采用的較為普遍。即首先計算出各種效益的等效物及等效調整系數，然后計算隨時間變化的各種效益在一定時空范圍內的作用效果，再根據不同的效益，在各年度的作用空間和作用強度，借助于等效物和調整系數，計算出各年度的資源價值的貨幣當量。（3）效能計量法。以人為手段所得到的相應自然資源效能的結果來作為該資源計量的依據。具體計量內容可分為實物量和貨幣當量。對其有形產品由它所分擔的價值確定，無形產品用可比價格計量。
三、生態系統服務價值評估理論的意義
生態系統服務價值評估理論對生態保護和經濟發展具有重要意義。正確估計和評價生態系統服務價值，有利于正確認識生態系統對人類的重要性；有利于制訂正確的生態環境保護政策、生態資源利用政策，防止生態遭受破壞。
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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?！熬G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?，F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。
中圖分類號：S181；F062.2 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）15-3685-02
在過去的50年里，世界范圍內40%的農田出現退化，這不但削弱了農田生態系統提供服務功能的能力，更引發了一系列的生態環境安全問題，威脅到人類社會的可持續發展。而最近十年，隨著環境污染問題的加劇，食品安全問題愈發突出。對于某些限制開發區域來說，農田的直接經濟價值并非其服務價值的主要部分，農田生態系統的各項生態服務功能日益引起人們的重視，并嘗試在實踐中將其作為確定農業生態補償標準上限的依據。此次研究在借鑒前人已有研究成果的基礎上，對湖北省農田生態系統服務價值進行初步測算，擬為農業生態補償標準的確定提供依據。
1 研究方法與指標
生態系統服務功能價值評價方法一直是生態學領域的熱點，計算方法很多，如機會成本法、防護成本法、基本成本法、生產成本法、人力資本法、置換成本法、旅行成本法、市場價值法、影子價格法、影子工程法等，然而按照上述方法計算出來的生態系統服務功能的價值往往非常大[1-10]。本文所用到的相關指標及計算公式，參考胡喜生等[5]關于非建設用地生態系統服務價值估算方法，主要用到以下指標。
1.1 生態系統服務價值當量因子
對于生態系統服務價值當量因子，針對其所得數據偏差較大的問題，有學者在對我國200位生態學者進行問卷調查的基礎上，制定出我國生態系統生態服務價值當量因子表，給出中國陸地生態系統單位面積生態服務價值當量因子[2]。生態系統生態服務價值當量因子是指生態系統產生的生態服務的相對貢獻大小的潛在能力，定義為1 hm2全國平均產量的農田每年自然糧食產量的經濟價值。以此可將權重因子表轉換成當年生態系統服務單價表，經過綜合比較分析，確定1個生態服務價值當量因子的經濟價值量等于當年全國平均糧食單產市場價值的1/7。
1.2 研究區域某種生態生產性土地的作物面積、產量和價格
依據總產量、總產值和面積計算出該區域各類生態生產性土地單位面積價值。主要作物的面積、產量、總產值來源于各地區年鑒，在此基礎上經計算得到各種主要作物單位面積價值。
1.3 計算公式
在以上公式中，Pa為一個服務價值當量因子的經濟價值量；Pi為i類土地生態系統單位面積的經濟產值；Pij為i種土地生態系統j服務功能的單位面積價值；eij為i種土地生態系統j種服務功能的當量數。在生態生產性土地的劃分中，非建設用地耕地、林地、草地、水域都可以按以上公式計算。本研究僅以耕地為例計算。
2 湖北省的農田生態系統服務價值測算
湖北省農田生態系統服務價值的計算，主要是參考胡喜生等[5]以福州市為例研究的基于生態系統服務價值的土地轉移機會成本核算，借鑒其對農田生態系統服務價值的計算方法，核算湖北省農田生態系統服務價值。根據《湖北省統計年鑒》公布的湖北省主要農作物（包括糧食、棉花、油料、肉類、水產品），選擇農地產出糧食、棉花、油料這3種農作物的單位面積經濟價值（表1）來計算其他生態系統服務功能的經濟價值。
根據已有研究及湖北省的具體情況，將各類土地利用類型與最接近的生態系統類型聯系起來，從而給出各種土地生態系統單位面積的服務價值當量數。其中耕地與農田對應，可計算出不同土地生態系統的單位面積生態服務價值（表2）。
鑒于筆者對湖北省農地生態系統服務價值的研究還處于初步探索階段，為了可靠起見，先研究農田（耕地）的生態系統服務價值，林地、草地、水域可采用同樣方法進行計算。
3 小結與討論
以農業大省湖北省為例，對其耕地生態系統服務價值所包含的氣體調節、氣候調節、水源涵養等功能進行測算。研究表明，湖北省耕地系統提供著較高的服務價值，其服務功能總價值約為13 205元/（hm2·a）。湖北耕地系統服務價值的大小排列為廢物處理>水源涵養>生物多樣性保護>氣候調節>食物生產>氣體調節>原材料供應>娛樂文化?？梢钥闯觯瑥U物處理服務價值占總價值的26%，是耕地生態系統中相對較強的一項服務功能。娛樂文化價值僅占0.16%，是耕地生態系統中相對較弱的一項服務功能。
耕地生態系統既有自然生態系統的基本特征，又具有社會經濟系統的一些特性，對其生態系統服務功能價值進行研究，有利于為生態補償標準制定提供依據和指導，提高公眾的生態意識。研究為可靠起見，僅選取湖北省2010年的數據，對耕地系統進行評價，計算結果只是耕地系統的服務功能價值，對于農田生態系統服務功能評價指標、評價方法的選擇，還有待進一步探討和完善。
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中圖分類號：C812 文獻標識碼： A 文章編號：1006-5954（2012）04-72-03
一、都市型現代農業生態服務價值概念提出的背景
在北京經濟社會的加速發展和快速城市化進程中，農業的經濟價值在國民經濟中的份額逐年降低，農業的基礎作用和重要功能漸漸被忽視。國務院對《北京城市總體規劃（2004年～2020年）》的批復中，明確了首都的城市功能定位，建設“宜居城市”成為首都的重要功能之一?！笆濉逼陂g，市委、市政府明確將都市型現代農業作為未來農業的發展方向。農業的功能從傳統的單一生產功能向都市型現代農業的多功能拓展。農業的生態功能越來越凸顯其重要作用。
農業生態系統在一定范圍內具有自我調節和凈化污染物的能力，對人類的經濟和社會可持續發展貢獻巨大。2012年2月，國務院常務會議新修訂的《環境空氣質量標準》，將PM2.5納入各省市強制監測范疇。北京為實現2015年PM10和PM2.5濃度比2010年下降15% 、PM2.5濃度≤60微克每立方米的目標，提出大面積植樹造林、增加水域面積、加大工業結構調整等八項措施，通過轉變經濟發展方式、加強生態環境管理，提高經濟增長質量和居民居住環境質量。
水資源的緊缺和耕地的減少成為北京生態環境建設和未來經濟社會可持續發展的瓶頸?！侗本┦谐鞘锌傮w規劃（2004年～2020年）》對北京市的生態環境建設做出了部署，劃定了生態涵養發展區，通過對區縣進行功能定位來保護北京的生態環境。生態涵養發展區的經濟發展、轉型讓步于生態建設，需要客觀反映生態環境的重要價值，并以此作為建立相應生態補償機制的依據，實現全市各功能區的經濟、社會、生態環境的可持續協調發展。農業的價值也需要從生產、生活、生態多功能服務首都經濟社會發展的角度被重新評價。
二、都市型現代農業生態服務價值的概念
為了全面反映北京都市型現代農業發展現狀，客觀評價農業在經濟社會發展中的作用，有效監測北京生態和環境發展狀況，我們從都市型現代農業的角度出發，以都市型現代農業的生產、生活、生態多功能發展為思路，以生態經濟學理論為支撐，提出了“都市型現代農業生態服務價值”概念，并建立了相應的監測評價指標體系。
農業生態服務價值是指農業范疇所包含的所有資源和人類活動給人類所帶來的直接和間接的效益。
農業生態服務價值包括三部分：直接經濟價值指以貨幣形式表現的農林牧漁業的全部產品價值、對農林牧漁業生產活動進行的各種支持型服務活動的價值以及濕地生態系統特有的供水價值；間接經濟價值指農業范疇內的所有自然資源（生態系統）由于其特有的生態優勢，在傳統農業以外給人類所帶來的、在現實經濟生活中實現的經濟效益；生態與環境價值指農業范疇中的自然資源（生態系統）為改善人類的生存條件和生活環境帶來的、沒有在現實經濟價值中實現的效益。
三、都市型現代農業生態服務價值監測評價指標體系
北京都市型現代農業生態服務價值測算范圍包括農田、森林、草地、濕地四大生態系統。都市型現代農業生態服務價值一級指標框架包括直接經濟價值、間接經濟價值和生態與環境價值3個部分，二級指標12個，三級指標36個。
（一）直接經濟價值
1.農林牧漁業總產值：是指以貨幣表現的農林牧漁業的全部產品總量和對農林牧漁業生產活動進行的各種支持型服務活動的價值。
2.供水價值：是指以貨幣表現的濕地供給的維持正常社會生產和居民生活的水資源的價值。
（二）間接經濟價值
1.文化旅游服務價值：是指依托農業獨特的資源優勢，給人們創造了舒適的旅游、休閑、科研、教育環境，并因此帶動消費所產生的價值。
2.水電蓄能價值：是指利用河流、湖泊等位于高位能的水流至低位，將其中所含的位能轉換成水輪機的功能，再利用水輪機作為原動機，推動發電機產生電能所產生的價值。
3.景觀增值價值：在城市中，景觀價值尤其是土地價值是由土地區位、交通狀況、周圍環境等因素綜合決定的，其中由森林、濕地等農業資源直接影響所產生的增值就是景觀增值價值。
（三）生態與環境價值
1.氣候調節價值：生態系統中的綠色植物在生物生產中調節大氣中氧氣變化，固定大氣中的二氧化碳，減緩地球的溫室效應，保證生命活動的基本氣候條件，同時具有防風、增濕、調溫等改善氣候的功能。這里主要是指生態系統固定二氧化碳和釋放氧氣、調節氣溫、調節濕度的功能價值。
2.水源涵養價值：生態系統的存在可以大大增加土壤對降水的吸收，減少地面徑流，尤其濕地生態系統還具有蓄水和補給地下水，維持區域水平衡的重要作用。生態系統的這種功能對于人類所產生的價值就是水源涵養價值。水源涵養價值包括調蓄地表水價值、補充地下水價值、攔截降水價值、涵蓄降水價值。
3.環境凈化價值：生態系統的植物能夠對大氣污染、土壤污染以及水污染起到凈化作用。綠色植被在植物抗生范圍內能通過吸收而減少空氣中硫化物、氮化物、鹵素以及粉塵等有害物質的含量，在一定程度上還能吸收土壤以及污水中的部分污染元素。生態系統的這種功能對于人類所產生的價值就是環境凈化價值。環境凈化價值包括降低粉塵價值、釋放負氧離子價值、凈化水質價值、吸收有害氣體、減噪的價值、釋放植物殺菌素價值、消解固體廢棄物七個方面的價值。
4.生物多樣性價值：生物多樣性包括生態系統多樣性、物種多樣性和遺傳多樣性三個層次。多種多樣的生物是人類賴以生存和發展的物質基礎。北京地區復雜多樣的地形、氣候、土壤和濕地資源，為植物保育和野生動物的繁衍生息提供了多樣的環境。生態系統的這種功能對于人類的價值就是生物多樣性價值。生物多樣性價值包括珍稀動物價值和植物保育價值。
5.防護與減災價值：是指由于生態系統的存在，在減少風沙侵蝕、調蓄洪水過程、改善農田生態環境、提高農作物產量和質量等方面發揮的作用。防護與減災價值包括洪水調蓄價值、農田防護價值、防風固沙價值。
6.土壤保持價值：由于生態系統的存在，植被和枯枝落葉層的覆蓋可以減少雨水對土壤的直接沖擊，保護土壤減少侵蝕，保持土地生產力；并能保護海岸和河岸，防止湖泊、河流和水庫的淤積，生態系統的這種功能對于人類所產生的價值就是土壤保持價值。土壤保持價值包括避免廢棄土地價值、減少養分流失價值、減少泥沙淤積、滯留價值。
7.土壤形成價值：生態系統的植物根系從土壤吸收營養物質合成新的生物生產量，保存在植被中的這部分營養物質避免了養分受雨水淋洗的直接流失，而有機物以枯枝落葉的形式輸送到土壤中而被生態系統重新利用，體現了森林生態系統中森林植被在養分循環和累積過程中的作用。森林生態系統特有的這種功能對于人類所產生的價值就是土壤形成價值。土壤形成價值包括植被養分累計價值和枯落物分解價值。
四、都市型現代農業生態服務價值監測測算方法
本體系將現有的統計制度和專業領域研究有機結合起來，分別對都市型現代農業生態服務價值的三個組成部分進行統計和測算。
（一）直接經濟價值
農林牧漁業總產值采用北京郊區統計制度中“農林牧漁業總產值”的相應計算方法。供水價值采用水資源管理部門的地表水供水量和測算得到的地表水中水產生量，結合價格管理部門的綜合水價和再生水價計算得到。
（二）間接經濟價值
采用北京統計報表制度中的旅游等專業統計方法和部門統計數據，結合調查得到水景觀因子等參數計算文化旅游服務價值；依據部門統計中的水力發電量和電價得到水電蓄能價值；結合北京市土地基準地價以及農業生態系統的影響范圍核算景觀增值價值。
（三）生態與環境價值
農業生態與環境價值以統計數據、部門數據和研究機構數據為基礎，利用生態學、經濟學等領域已有的相關研究成果，結合統計遙感測量，采用被專家普遍認可和使用的方法將無形的、無市場價值的農業生態與環境價值轉化為有形的、可計算的價值。具體測算方法主要包括市場價格法、替代工程法、影子價格法、機會成本法和支付意愿法等。
五、都市型現代農業生態服務價值監測結果
據測算，2010年北京都市型現代農業生態服務價值貼現價值為8753.63億元，比上年增長1.8%；年產出價值為3066.36億元，比上年增長3.1%。
北京都市型現代農業生態服務價值年值構成中，直接經濟價值為348.83億元，占總價值的11.4%，比上年增長4.1%。
間接經濟價值為1002.75億元，占總價值的32.7%，比上年增長7.2%。
生態與環境價值為1714.78億元，占總價值的55.9%，比上年增長0.6%。
2010年，北京都市型現代農業生態服務價值年值比上年增長3.1個百分點。其中，直接經濟價值、間接經濟價值、生態與環境價值分別拉動總價值增長0.5個、2.3個和0.3個百分點。
12項二級指標中，生物多樣性價值、景觀增值價值、氣候調節價值和文化旅游服務價值分別占都市型現代農業生態服務價值年值的20.7%、18.5%、18.4%和14.1%，分別比上年增長0.4個、2.6個、1.2個和13.9個百分點。
除水電蓄能價值和環境凈化價值比上年略有下降外，其余10項指標均呈增長趨勢。2010年北京市旅游總收入同比增長13.3%，帶動文化旅游服務價值比上年增長13.9%，增長量占總增長量的58%，拉動總價值增長1.8個百分點。景觀增值價值、農林牧漁業總產值和氣候調節價值增量分別占總增長量的15.9％、14.3％和7.1％，分別拉動總價值量增長0.5個、0.4個和0.2個百分點。
參考文獻
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?？萍嫉牟粩喟l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。
