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[中图分类号] R541.6 [文献标识码] A [文章编号] 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
慢性的心力衰竭属于临床常见疾病，很多慢性心力衰竭的患者都会伴有运动耐力弱化情况，同时会产生腿部水肿、呼吸困难与乏力等症状[1]。因此，早诊断与早治疗是慢性心力衰竭预防与治疗的关键，常用诊断方式为动态的心电图分析，其可以准确诊断心律失常与心肌缺血。该文把2015年10月―2016年10月份期间在该院治疗的慢性心力衰竭患者33例当做此次的研究对象，简析了将彩色超心动图诊断与经动态心电图分析系统联合应用于慢性心力衰竭患者诊断中的价值，现报道如下。
1 资料与方法
1.1 一般资料
方便选择在该院治疗的慢性心力衰竭患者33例，并作为研究组，选取同期到该院体检的健康人群33名作为参照组，全部研究对象都实施24 h彩色超声心动图诊断与经动态心电图分析系统。其中，参照组中17名为男性，16名为女性；年龄48～83岁，年龄的平均值为（69±3.26）岁。研究组中18例患者为男性患者，15例患者为女性患者；患者年龄49～85岁，年龄的平均值为（71±2.19）岁。两组慢性心力衰竭患者常规资料差异无统计学意义（P>0.05），可接着进行下文的比较。
1.2 诊断的方法
1.2.1 动态心电图的检查 所选研究对象都接受了24 h动态心电图的监测，通过动态的心电图监测仪进行监测，把加压导联与肢体导联电极贴在胸前的体表，三通道一起记录患者心电图的信息，持续记录24 h，通过时域法对全程相邻的NN间期差的平均方根（rMSSD）、全程所有NN间期标准差（SDNN）与每5 min NN间期均值标准差（SDANN）等心律变异参数进行计算。初始震荡值（TO）表示室性早搏以后窦性心率加速，计算公式为：（室性早搏以后2 个窦性RR的间期均值―室性早搏之前2个窦性RR的间期均值）÷室性早搏之前2个窦性RR的间期均值，如果TO>0，代表室性早搏以后窦性心率逐渐减慢。而震荡斜率/TS代表窦性心率在加速以后减速的情况，通过每个RR的间期ms变化进行表示。心率的减速力/DC主要经24 h动态心率趋向以及减速能力进行测定，可以反应出迷走神经的张力高低。
1.2.2 超声心动图的检查 所选对象都进行超声的检查，所用仪器为IE33飞利浦的彩色多普勒超声检测仪器，把探头的频率设置成2～4 MHz，在患者处在安静状态时，取患者左卧位，于胸骨旁左室的长轴与M型的超声测量相结合，通话Simpson方法对舒张末的左室后壁厚度/LVPWd、左室射血的分数/LVEF、舒张末室的间隔厚度/IVSd、左室舒张末期的内径/LVDd与二尖瓣E以及A峰进行测量，全部数值都要重复测量3次，然后取一个平均值。然后按照超声结果对射血时间/ET、左室等容的收缩期/ICT与等容舒张期/IRT进行计算，Tei指数计算需要按照（ICT+IRT）/ ET比值进行确定。
1.3 统计方法
该次实验所得数据应用SPSS 18.0统计学软件进行统计，计量资料用均数±标准差（x±s）表示，进行t检验，P
2 结果
2.1 对比两组研究对象心脏结构的指标
研究组LVPWd、LVSd、LVDd指标分别为（0.86±0.04）、（0.82±0.04）、（6.19±1.62）cm，与参照组的（1.13±0.08）、（1.00±0.06）、（5.28±1.24）cm相比，差异有统计学意义（P
2.2 对比两组研究对象心动周期的时相变化
研究组ET、IRT、ICT指标与参照组相比，差异有统计学意义（P
2.3 对比两组研究对象心脏功能的指标
研究组Tei 指数、E/A、LVEF指标分别为（0.93±0.04）、（0.71±0.03）、（32.17±3.51）%，与参照组的（0.44±0.02）、（1.88±0.06）、（73.64±4.56）%相比，差异有统计学意义（P
2.4 对比两组研究对象24 h动态心电图的结果
研究组三角指数、SDANN、rMSSD、mHR、SDNN、TO、TS指标与参照组相比，差异有统计学意义（P
3 讨论
相关研究中表明，多数慢性心力衰竭的患者均伴有持续心力衰竭的状态，并且并发率呈现出逐年上升的趋势，这种疾病较为复杂，严重威胁到患者身体健康[2]。尤其冠心病患者经常会合并收缩功能的障碍心力衰竭症状，高血压患者则会合并舒张功能障碍心力衰竭症状，有极高的致死率[3]。近年来，为了提高患者诊断准确率，开始在临床上联合应用超声心电图与动态心电图的分析系统对慢性心力衰竭进行诊断，并且诊断效果比较好[4]。该次研究中表明，研究组LVPWd、LVSd、LVDd指标分别为（0.86±0.04）、（0.82±0.04）、（6.19±1.62）cm，与参照组的（1.13±0.08）、（1.00±0.06）、（5.28±1.24）cm相比，差异有统计学意义（P
ET、ICT与IRT可以决定Tei的指数大小，而Tei的指数主要是心脏功能评价指标[6-7]。如果慢性心力衰竭的患者新功能弱化，并且心室射血的分数减小与ET数值降低，这时ICT与IRT明显延长，会加大心脏负荷与降低左心室的舒张功能，弱化心室收缩功能，使得心室压力的上升减缓，肺动脉瓣与主动脉瓣开放延迟。同时减慢了舒张早期的心室压力减小速度，造成三尖瓣与二尖瓣开放延迟，延长IRT，进而抬高Tei的指数[8]。相关研究中指出，Tei的指数有高重复性、特异性与敏感性，对于慢性心力衰竭诊断至关重要，并且不易因为血压、心率与心脏形态等收到影响[9]。该次研究中表明，研究组ET、IRT、ICT指标与参照组相比，差异有统计意义（P
该次研究@示，研究组Tei 指数、E/A、LVEF指标分别为（0.93±0.04）、（0.71±0.03）、（32.17±3.51）%，与参照组的（0.44±0.02）、（1.88±0.06）、（73.64±4.56）%相比，差异有统计学意义（P
综上，将彩色超声心动图诊断与经动态心电图分析系统联合应用于慢性心力衰竭患者诊断中，可以清楚计算与分析患者各项指标，能够方便医者充分了解患者心脏结构的指标、心动周期的时相变化、心脏功能的指标与24 h动态心电图的结果，进而根据患者实际情况制定治疗方案，促进患者尽早康复。
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2 生态系统服务的定义与分类
2.1 生态系统服务的定义
生态系统服务是20世纪90年代以来生态学界广泛使用的一个重要概念。目前，学术界广泛引用的生态系统服务的定义主要有3个：
(1)生态系统服务是自然生态系统及其组成物种得以维持和满足人类生存的条件与过程。它们能够维持生物多样性和各种生态系统产品(比如海产品、草料、木材、生物燃料、天然纤维，以及许多医药和工业产品及其生产原料)的生产[3]。
(2)生态系统产品(比如食物)与服务(比如同化废弃物)是指人类直接或者间接地从生态系统功能当中获得的各种收益[4]。
(3)生态系统服务是指人类从生态系统获得的各种收益[5]。它们包括生态系统在提供食物和水等方面的供给服务，在调控洪水和疾病等方面的调节服务，在提供精神、消遣和文化收益等方面的文化服务，以及在养分循环等方面维持地球生命条件的支持服务。在这3个定义的基础上，许多学者结合各自的研究又提出了一些不同的定义。
从生态系统管理的角度，Wallace基本认同千年生态系统评估(简称MA)提出的定义，但在具体理解上却存在一定的分歧。作为人类从生态系统获得的收益，Wallace认为生态系统服务是生态系统管理设定的目标和预期取得的成果，应当根据生态系统的结构与组分定义生态系统服务[6]。Wallace定义的生态系统服务主要包括食物、水、木材，以及文化价值等人类直接消费的生态资源。他强调生态系统过程不是生态系统服务，而是生态系统服务的生产方式，生态系统管理正是通过对生态系统过程的干预来获得预期的生态系统服务。对比可知，MA定义的调节水资源和调节气候等调节服务以及光合作用和土壤形成等支持服务，大多不属于Wallace定义的生态系统服务的范畴。
从构建环境核算与绩效体系并且最终建立绿色GDP的角度，Boyd等认为生态系统服务是核算人类从自然界获得的收益的合适单位，但是“生态系统服务”的外延过于宽泛，因而提出了“终端生态系统服务(final ecosystem services)”，并把它定义为“人类为创造福祉而直接使用或者消费的自然组分”，“终端”的含义是指生态系统的最终贡献[7,8,9]。他们强调终端生态系统服务是指人类直接使用或者消费的自然界的最终产品，主要包括2层含义：
(1)生态系统服务是生态系统的最终产品，不包括大量的中间组分与过程，这一点与Wallace的观点相似。
(2)生态系统服务是生态产品，不包含劳动力和其他非生态要素，因此它又不同于人们通常消费的经济产品。另外，和Costanza、MA以及Wallace的观点不同，Boyd等认为生态系统服务不是收益，它们只是收益的生产要素。
从制定决策的角度，Fisher等认同Boyd等提出的生态系统服务应当是生态事物的观点，但不同的是他们认为不管是生态系统的组成要素还是生态系统过程，不管是直接的还是间接的，只要是创造人类福祉所使用的，生态系统的各个方面都可称为生态系统服务，即生态系统服务是人类为创造福祉而直接或者间接使用的生态系统的各个方面[10,11]。
综上可知，生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。根据不同的角度，有的学者认为它是收益，有的学者认为它不是收益；有的学者认为它包括生态系统过程，有的学者认为它不包括生态系统过程。需要说明的是，如果把生态系统服务定义的比较“严格”，就可能忽视或者漏掉对于人类的长远福祉更加重要的关键的生态系统过程，而如果定义的比较“宽泛”，就可能增加操作的难度。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。
2.2 生态系统服务的分类
和定义生态系统服务的情况相似，生态系统服务的分类也存在多种不同的形式。目前，比较有代表性的分类包括：
(1)De Groot等从生态系统功能的角度提出的生态系统服务分类。他们把生态系统功能定义为“生态系统的自然组分与过程提供可以直接或者间接地满足人类需求的产品与服务的能力”，并把生态系统功能分为4大类和23项具体的功能，进而划分了和每项功能相对应的生态系统服务[12]。
(2)MA的分类。MA是把生态系统服务划分为4个一级类别，30个二级类别和37个三级类别，它是主要根据生态系统功能但同时也考虑了人文收益等因素，具有综合分类的特点[1]。
(3)谢高地等根据我国民众和决策者对生态服务的理解状况提出的生态系统服务分类。他们是将生态服务划分为供给服务、调节服务、支持服务和社会服务4个一级类别，初级产品提供、淡水供给等14个二级类别，以及食物生产、原材料生产等32个三级类别[13]。
(4)Wallace的分类。他是根据和特定的人文价值相对应的各种需求进行划分的，也就是基于人文价值的生态系统服务分类。它属于人类中心主义的范畴，因此没有考虑生态系统及其服务的内在价值。需要说明的是，这一分类中与社会文化价值有关的生态系统服务实际上是从MA的分类中借用过来的，它们的组织与安排尚需进一步探讨[6]。
(5)张彪等提出的基于人类需求的生态系统服务分类：他们是首先把人类需求分为物质需求、安全需求和精神需求3个层次，然后划分了和这3个层次的需求相对应的3类和12项服务[14]。此外，Boyd等根据人类从生态系统获得的收益(通常包括消遣、美学享受、商业型和自给型的收获品、危害规避、人类健康，以及对生物多样性的享用等)提出了一个示例性的分类，他们是分别划分了与各种收益相对应的终端生态系统服务[8,9]。受篇幅限制，本文仅给出MA的分类作为示例(见表1)。
关于生态系统服务的分类，作者认同Fisher等的观点，即生态系统服务分类应依据生态系统与生态系统服务的特征以及研究目的而定，因此不会存在适用于多种情境的普适性生态系统服务分类[11,15]。每一种分类都包含特定的动机并有特定的适用情境，比如De Groot等的分类紧密结合生态系统功能，适用于生态系统服务方面的机理研究；MA的分类和谢高地等的分类具有综合性，易于理解和接受，因此更加适用于生态系统服务方面的教育和传播知识。
3 生态系统服务的重要特征
目前，人们已经认识到关乎人类福祉是生态系统服务的核心特征。但除此之外，生态系统服务还具有一些生态与经济方面的重要特征。
(1)复杂性。生态系统是具有反馈、时滞与嵌套特征的复杂系统。对于生态系统与生态系统服务的动态变化，人类的认知尚处于初级阶段[16]。首先，对于有些生态系统服务，目前还不能直接测定，而是使用一些指标[11]。比如，对于森林提供的碳蓄积服务，还不能直接测定蓄积的碳的数量，而是一般使用森林面积来代替。由于森林类型、林龄以及结构的差异对碳蓄积过程具有显著影响，从而使得仅由森林面积得出的碳蓄积服务不够精确。第二，受随机因素、内在和外在因素的影响，生态系统服务的存量或者流量具有变异性[5]。生态系统与生态系统服务的变异性，在一定范围内是可以预测的，但是一旦超过某一临界阈就会变得难以预测。比如20世纪90年代早期，加拿大纽芬兰渔场的鳕鱼资源由于过度捕捞突然枯竭，从而导致开发经营了数百年的渔场被迫关闭[1]。临界阈现象是生态学界研究的重要问题，但由于其复杂性这方面的进展似乎并不顺利。抵抗力和恢复力是目前研究生态系统服务的变异性的2个常用指标，前者是指生态系统服务的生产与供给在发生不可逆转的变化之前，对干扰的最大承受能力；后者是指在干扰去除之后，生态系统服务的生产与供给恢复到干扰之前的水平所需要的时间。第三，生态系统服务一般具有不确定性[17,18]，比如河流上游生态系统对下游的洪水调节，这类服务与洪水的发生与否、级别大小以及受益人群的社会经济状况具有很大关系。再如，海滨湿地的防护服务与风暴的发生概率以及海滨地区的人口与经济社会状况有关。
(2)尺度特征。生态系统服务的尺度是指生态系统服务在空间与时间上所涉及的范围。一方面，生态系统服务来源于不同的空间与时间尺度上的生态过程或者生态系统。Costanza指出，根据生态系统服务的空间特征可以把文献。因此，尺度分析对于揭示生态系统管理中不同利益方的利益所在，进而制订各利益方都能接受的管理方案至关重要。
(3)公私物品特征。在经济学中，竞争性和排他性是描述公私物品特征的2个重要指标。所谓竞争性是指一方对生态系统服务的使用或者消费会降低或者减少另一方的使用或者消费；而排他性则是指一方可以排斥另一方对生态系统服务的使用或者消费，比如一家在自己田地里种植的作物，另一家未经允许就不能收割。Fisher等指出，根据竞争性和排他性可以把生态系统服务划分为4大类[11]：第一类是私有物品，比如粮食和木材等，它们的使用或消费具有竞争性和排他性；第二类是公共物品，比如净化空气和调节气候等，它们的使用或者消费不具有竞争性和排他性；第三类是公共资源，比如公海的鱼类等，它们的使用或者消费虽然具有竞争性但却不具有排他性；第四类是俱乐部产品，比如申请了专利的生物信息产品，它们的使用或者消费虽然不具有竞争性但却具有排他性。
事实上，一般物品都是不同程度的公私混合物品，生态系统服务也不例外，而且公私性质会随生态系统与社会系统以及它们之间的相互作用的变化而变化。比如一般情况下公海的鱼类资源是不具有排他性的，但是，可以想象在有些情况下国际社会也可能会通过制度与技术壁垒排除某些利益方对公海鱼类的捕捞。另外，有些生态系统服务在低水平的使用阶段可能不具有竞争性，但是当使用水平达到一定的程度之后也可能会出现竞争，比如在低水平的捕捞阶段或者可持续的捕捞阶段，沿海的鱼类资源是不具有竞争性的，但是，当过度捕捞导致鱼类资源大量减少时就会出现竞争[11]。再如，农业生产上的灌溉用水，在水资源充裕的情况下是不具有竞争性的，但是在水资源短缺的情况下也会出现竞争。在生态系统管理中，通过市场机制和权属制度已经对属于私有物品的生态系统服务取得了较好的管理效果。但是，对于属于公共物品、公共资源和俱乐部产品的生态系统服务来说，目前却尚未得到有效的管理，从而导致了对许多生态系统服务的过度消费以及不合理的开发或者破坏。
(4)收益依赖性。从构建绿色GDP的角度，以及从制定决策的角度，Boyd等对“服务”和“收益”这2个术语的含义作了严格区分[7,8,9]。他们认为生态系统服务仅是收益的生产要素，服务不等于收益；除了生态系统服务之外，人类获得的收益往往还包含劳动力、技术和资金等其他资本的投入。比如，人们通常认为“消遣”是一类生态系统服务，但实际上“消遣”是一种收益而不是服务 ，因为在消遣当中除了生态系统提供的美景与生物多样性等生态系统服务之外，还需要一定的技术与资金等方面的投入，而且消遣的效果与技术和资金等方面的投入关系很大。虽然从这个角度来说，不能把“服务”等同于“收益”，但是生态系统服务的界定却对收益具有直接的依赖性，也就是说生态系统的组分、结构与过程究竟是不是生态系统服务，这要以人类得到的具体收益而定。比如某一偏远的湿地生态系统提供的洁净水，如果没有人使用就不是生态系统服务，但如果有人抽取这些洁净水用于灌溉或者饮用，那么就是生态系统服务，而且抽取的灌溉水或者饮用水就是受益者从中获得的收益。另外，Fisher等还把生态系统服务划分为直接服务和间接服务2类。比如对于一个湿地生态系统来说，人们可以从中得到洁净的饮用水，在这一收益当中，生态系统的养分循环属于间接的生态系统服务，而生态系统提供的水源则属于直接的生态系统服务。
自然界中，同一生态系统往往可以为不同的利益方提供多种不同的生态系统服务。比如上面提到的荷兰的De Wieden湿地，既可以为当地居民提供芦苇，同时还可以为自然保育者提供珍稀的鸟类。因此，在生态系统服务的价值核算中，认真地分析生态系统服务的收益依赖性至关重要。
4 生态系统服务的供给、需求与消费
生态系统服务的供给、需求与消费是联系生态系统与人类福祉的3个不可或缺的重要环节。生态系统服务是由生态系统生产的，它的供给主要取决于生态系统的空间范围、结构与机能，而且往往受到人类活动的不同程度的影响，尤其是人工生态系统更是如此[13,20]。生态系统服务是人类福祉的源泉，生态系统服务的需求就是人类为了创造福祉而对生态系统服务的要求。生态系统服务的消费是指人类生产与生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，它容易受到多种因素的复杂影响，比如生态系统服务的供给、价格、收入、偏好、替代品以及人类的需求等，而且由于种种原因通常具有过度利用与滥用、利用不足，以及无偿利用等特点[13,21]。
谢高地等根据计量经济学理论和生态服务研究积累的理论成果，提出以生态服务生产函数、生态服务成本函数作为生态服务生产的主要理论基础和分析方法，以生态服务消费函数和生态服务效用函数作为生态服务消费的主要理论基础和分析方法[13]。这一构想为今后研究生态系统服务的供给与消费指明了方向，但是它的实现也面临着许多挑战。关于生态系统服务的生产函数，生态学界已经开展了大量的工作并已取得了一定的成果。它们通常是以生物因素、自然因素、地质因素以及土地利用等人文因素作为输入变量来模拟生态过程，比如土壤侵蚀模型和生产力模型等。但是，生态生产函数的模拟结果只是生态过程或者生态产品，而不一定是生态系统服务，生态系统服务是人们需求与消费的生态过程或者生态产品，这一点通常被人们所忽视。因此，在生态生产函数的基础上，还应当分析生态系统服务的需求与消费状况，比如生态系统服务的需求与消费人群，他们的地理分布与社会经济状况等。
生态系统服务的供给、需求与消费事关生态保育和社会公平等重大问题。在生态保育方面，当地居民通常偏向于消费或销售从自然生态系统获得的各种产品，从而获得直接的短期收益；而国家或者国际上的利益方则偏向于保护自然生态系统提供的间接的环境服务[19]。在社会公平方面，通常情况下是采取生态系统与生物多样性保育的部分国家和地区，在以高昂的局地成本提供重要的环境服务，而有些国家和地区在这方面付出的局地成本相对较低，但是，他们却也同样享受主要由其他国家和地区实施的保育政策所产生的环境收益[22]，这是有违公平原则的。案例研究表明，由于生态系统服务的测算与评价成本较高，仅依靠市场途径难以实现生态系统服务的有效配置，为了保护公众的利益，许多情况下还必须依靠精心设计的政府干预措施[7]。因此，为了实现生态保育和社会公平的双重目标，应当结合前面介绍的生态系统服务的重要特征，对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，了解生态系统服务在社会不同群体中的分布及变化，从而为生态系统管理提供系统全面的科学依据。
美国斯坦福大学的“自然资产”研究项目开发的“InVEST”模型在综合研究生态系统服务的供给、需求与消费方面已经做出了开创性的工作[20]。目前，“InVEST”模型已经具有了模拟木材生产、非木材森林产品的生产、水电与灌溉水源等生态系统服务的供给、需求与消费的能力，同时研究人员仍在开发模拟其他生态系统服务的模块。但是，它的应用在许多地区面临着数据缺失与质量问题，因为不同生态系统服务的空间尺度差别较大，比如昆虫的授粉服务大约为方圆1.5km的范围，对空间数据的精度要求较高，而森林的碳蓄积服务则为全球性的，对空间数据的精度要求较低[20]。因此，要想对生态系统服务的供给、需求与消费开展综合研究，除了基础理论与分析方法之外，基础数据资料库的创建也是一项急迫的任务[22]。
5 生态系统服务的价值与评估
价值是指某事或某物对使用者设定的目的、目标或者条件的贡献[5]。不同的学科、哲学观点和思想学派对生态系统服务的价值的认识各不相同[24]。目前，人们提出的生态系统服务的价值一般包括效用价值和非效用价值2类[5,24]。
5.1 生态系统服务的效用价值与评估
效用价值是根据价值的效用理论提出的，它是建立在人的需求与偏好的基础之上的。根据效用理论，生态系统服务之所以具有价值是因为人们可以从生态系统服务的实际利用与潜在利用中直接或者间接地获得一定的效用，从而满足不同方面的需求与偏好。生态系统服务的效用价值包括使用价值和非使用价值2类，使用价值又分为直接使用价值、间接使用价值和选择价值。直接使用价值是人们为了满足消耗性目的(比如对食物、薪柴的利用)或者非消耗性目的(比如对美景的欣赏)而直接使用的生态系统服务所具有的价值；间接使用价值是指为满足人类直接需求的生态系统服务的生产提供条件的那些生态系统服务所具有的价值，比如土壤形成和光合作用等；选择价值是指为了本人、他人或者后代在未来能够选择利用某些服务而对其采取保护的价值，有时也叫做遗产价值。非使用价值通常也叫做存在价值，它不涉及对生态系统服务的直接的或者间 接的使用，而是指单纯从某些生态系统服务的存在中获得的满足。比如有人从来没有亲眼见到过北极熊，而且今后也从未打算要去参观北极熊，但是他(或者她)仍然能够从得知北极熊的确实存在中获得满足，这就是他(或者她)赋予北极熊的存在价值[24]。
关于效用价值的评估，一般是根据经济学中的支付意愿对生态系统服务的效用进行评估。目前，学术界已经提出了揭示对生态系统服务的支付意愿的许多经济价值评估方法，但每一种方法都有其优点和缺点[24-30]，应当根据具体情况选择使用。需要强调的是，各人从生态系统服务获得的效用取决于他(或者她)的需求与偏好，效用价值与个人需求关系极大。目前，在计算社会获得的效用时一般是按照等权重原则将社会中每个人获得的效用进行合计，对于评价民众并不熟悉的生态系统服务来说，这一做法已经引起了部分学者的质疑。但是，除了等权重之外究竟应当如何确定社会中不同成员的效用权重着实也是一个非常困难的问题[24]。
目前，生态系统服务的效用价值评估仍然存在一些薄弱环节。比如已经开展的评估大多是对特定生态系统服务的总价值的评估，而对边际价值的评估较少[24,25]。事实上，对于有些生态系统服务的管理来说，边际价值的意义或许比总价值更加重要，比如作为濒危物种的栖息地，自然保护区的边际价值的变化对于确定保护区的范围大小至关重要。此外，以往对特定生态系统提供的一系列相互依赖的生态系统服务的全面评估，以及针对特定生态系统在不同的管理体制下所提供的生态系统服务的价值变化所开展的评估相对较少，但恰恰正是这些类型的评估才能为局地、国家以及全球层次上的决策者提供权衡利弊的相关信息[22]。因此，今后应当加强以上这些方面的生态系统服务的效用价值评估。
5.2 生态系统服务的非效用价值与评估
生态系统服务的非效用价值主要包括生态价值、社会文化价值和内在价值[5]。生态价值来源于生态系统内部不同组分之间的因果关系，它是某一物种或组分在维持其他物种或整个生态系统的生存方面所具有的价值。也就是说，生态系统的组分、结构与过程作为生态系统服务不仅可以满足人类的需求与偏好，而且在维持自然界的生命支持过程中也具有不同的作用。比如植被在控制侵蚀方面的作用，微生物对废弃物的分解在养分循环方面的作用。在生态破坏日益严重的形势下，保护区的选取以及生态系统服务可持续利用的最低安全标准的确定，都需要生态价值方面的有关信息[5,17,19]。生态系统服务的生态价值主要是通过生态学上的有关指标进行评估，比如物种多样性、生态系统的完整度，以及表征生态系统健康状况的指标等。
生态系统服务的社会文化价值是指许多人根据不同的世界观或者伦理、宗教、文化和哲学方面的自然观与社会观，把他们生活和依存的生态系统作为其社会文化认同的重要组成部分，从而认为这些生态系统及其服务具有不同的社会文化价值[5,25]。比如，作为华夏文明的摇篮，中原地区的黄河流域承载着厚重的炎黄文化。社会文化价值的评估一般是通过审议式的或者“群组”式的意愿调查价值评估程序，把相关利益方的民众或者代表召集在一起，根据经济价值评估的原则对生态系统服务的社会文化价值进行审议和评估[5]。但是，由于涉及对社会文化的认同，因此一般的效用方法并不能估算出真实的社会文化价值。
生态系统服务的内在价值是生物中心论者提出的独立于人类需求之外的价值，是生态系统服务本身内在固有的、不因外在于它的其他相关事物而存在或改变的价值，它是建立在许多文化世界观和宗教世界观的基础之上的[5]。比如在美国一些印第安人的文化世界观中，他们认为动物和植物以及自然界的其他事物都具有亲缘关系，来源于共同的母亲(大地)和父亲(天空)，因此它们和人类一样具有内在价值。对于生态系统服务的内在价值来说，虽然不能采用经济价值评估方法，但是可以根据社区、国家或者国际层次上的有关法规以及宗教的教规对违反者的有关处罚或者制裁进行评估。比如根据野生动物保护法对非法猎杀野生动物的处罚与制裁的严厉程度，可以作为不同级别的野生动物的存在价值的评价依据。
综上可知，生态系统服务具有效用价值和非效用价值方面的多重价值属性。在生态系统服务的管理决策中，效用价值和非效用价值具有相互补充与制衡的作用，比如对自然生态系统的开发利用不仅要考虑效用价值方面的成本与收益是否合算，而且还要考虑是否违反物种与生态系统的生态价值、社会文化价值和内在价值方面的有关法规。因此，生态系统系统服务的价值评估应当构建和使用多准则的综合价值评估体系。
6 结论
综上所述，本文主要得出以下几点结论：
(1)生态系统服务是以生态系统对人们的收益而定的，学术界对它的认知并不完全一致。因此，在使用生态系统服务这一概念的时候，应当根据具体目的给出明确的定义及内涵。
农田生态系统是依靠光照、温度、水分和土地等自然要素以及人为投入（如：化肥、种子、农药、灌溉、机械等），利用农田生物与非生物环境之间以及农田生物种群之间的关系来进行食物、纤维和其他农副产品的半自然生态系统[1]。农田生态系统是陆地生态系统重要组成部分。我国学者张新时和欧阳志云[2]早在1999年就对我国生态系统的服务功能经济价值进行了详细评价。随着人类文明的进步，科学技术的飞速发展，对农田生态系统服务的重视也日渐加深。部分学者[3-4]也曾对我国局部地区的森林生态系统服务功能价值进行了评价。一直到2005年，国内外关于资源生态价值评估理论和方法主要集中于森林资源和水资源[5-7]，对于农田生态系统的价值评估目前尚无公认的标准与方法，国内关于独立的农田生态价值评估案例尚少[8-9]。因此，为了更合理的利用农田生态系统，目前越来越多的学者开始关注农田生态系统服务的功能价值评价，并逐步成为研究热点。
1.农田生态系统服务功能的概念和内容
农田生态系统服务功能是指农田生态过程和人类活动所形成的人类赖以生存的自然环境条件与效用[10]。农田为我们提供了食物来源，例如粮食、蔬菜、水果等其他农副产品。除此之外，农田也具有生态服务功能和社会经济价值功能。一般农田生态系统服务功能价值可分为直接功能价值和间接功能价值。直接功能价值主要指农田生态系统可以直接为人类提供生产原料、粮食和其他农副产品等、以及生态观光所产生的农田生态系统服务功能价值。间接价值主要是指除农田直接供给农副产品以外而获得的对整个生态环境的价值，例如：净化空气、涵养水源、碳汇作用等。
2.农田生态系统功能价值
农田生态系统是一种半自然的人工生态系统，是由农田、环境及人为控制组成的复合生态系统，但由于其具有高度的目的性、开放性、高效性、易变性、脆弱性与依赖性等特点[11]，农田生态系统功能价值也具有复杂性、特殊性，其功能如下。
2.1提供农副产品的功能价值
农业是社会生产的基础，农田生态系统具有较高的生产力。人类所需的食物、生产原料主要来源于农田生态系统，大量的农副产品从农田生态系统输出。农田生态系统能够在人工辅助能的投入下，以较高的效率对系统外输出物质能量参与整个生态系统的物质能量大循环。据统计每年各类生态系统为人类提供粮食18×109t[3]。
2.2碳汇功能价值
一方面各种农作物利用太阳能，通过光合作用将CO2等物质固定转化为有机物；另一方面土壤的固碳作用也是相当重要的方面。假设我国耕地土壤有机质平均提高05%，则相当于固定碳近8×108t[12]。肖玉等[8，13]通过大田实验堆水稻生态系统的固碳作用进行了研究。
2.3养分循环及土壤保持价值
土壤是“土壤圈”物质循环的重要组成部分，也是陆地生态系统中维持生物生命周期的必要条件。农田生态系统通过地表覆盖和水土保持措施可保持土壤。孙新章等[14]的研究表明，不同地表覆盖和水土保持措施下中国农田生态系统每年保持土壤的数量和价值分别为1019×108t、440850×108元。
2.4水调节功能价值
农田具有涵养水源的功能，农作物枝叶能够截留部分降水，耕地也能保持部分水源，主要指土壤的有效持水量，土壤是一个天然的水库。据统计植被能截留高达1/3的降雨量[15]，同时能够减少水分蒸发、涵养水土、保持水源。黄璜[16]认为稻田及相邻的沟渠、山塘构成一个隐形的水库。
2.5美学和旅游价值
农田生态系统是一种半自然的人工景观，能够给人以视觉上的美感享受。农田景观是自然环境的重要组成部分，是自然界中最充满魅力的景色，也是我国农耕文化和地域特色的体现。近年来，伴随着我国城市化进程加快和新农村建设的不断发展，使城乡居民的生活环境发生巨大变化；加之传统农业向现代农业的转变及农业休闲活动的增多，农田生态系统在提供农副产品生产的同时，也提供了精神文明和旅游的价值，致使农田景观受到越来越多的关注。
2.6农田生态系统服务综合价值评价
农田生态系统本来就是一个复杂的系统，应进行综合性评价。谢高地等[17]整理了对我国专业人士进行的生态问卷调查结果，得出了中国陆地生态系统单位面积服务价值表，其中农田生态系统具有气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理、生物多样性保护、食物生产、原材料生产和娱乐文化，并得出我国不同农田生态系统服务平均年价值量为61143元・hm-2。谢高地等[18]根据中国农田生态系统现状构建了农田生态系统服务评估当量因子表，估算出农田生态系统每年为人类提供195091亿元生态服务和经济产品总价值，其中419%是由农田生态系统自然过程提供和产生的，581%是由人类种植业活动过程产生。
3.农田生态系统服务功能评价方法
3.1农作物生产最的价值评价
利用市场价值法，农作物生物量与其经济产量的关系式[19]为：
VP=B×（1-R）/f
式中，VP表示农作物生物量；B表示经济产量；R表示经济产量含水率；f表示经济系数。
3.2碳汇功能评价
农田中的温室气体主要是CO2和CH4，这里计算主要以固定的CO2的价值为评价为例。农田生态系统包括作物的光合作用及作物、凋落物层和土壤的呼吸作用，采用以下计算方式[3]：
Q=S-Rd-Rs
式中，Q为CO2固定量，t/hm2.a；S为净第一性生产力所同化的CO2量，t/hm2.a；Rd为凋落物层呼吸释放的CO2量，t/hm2.a；Rs土壤呼吸释放的CO2量，t/hm2.a。
3.3涵养水源价值评价
农田生态系统涵养水源的作用可以采用降水储存量法来计算[20]：
Qw=A×Jo×K×（Ro-Rg）
式中，Qw为与裸地相比较，农田涵养水源的增加量；A为计算区面积；J为计算区多年平均产流降雨量；J0为计算区多年平均降雨总量；K为计算区产流降雨量占降雨总量的比例；R为与裸地比较，农田减少径流的效益系数；R0为产流降雨条件下裸地降雨径流率；Rg为产流降雨条件下农田降雨径流率。
3.4土壤保持价值评价
农田生态系统保持土壤的功能可采用如下方法计算[14]：
Qs=A×（Ep-Er）
式中，Qs为农田土壤保持量；A为农田面积；Ep为耕地潜在侵蚀模数；Er为现实侵蚀模数。
4.研究展望
本次研究只是对农田生态系统服务功能的部分功能进行了功能价值评价，对环境净化方面未涉及，这也是以后仍需继续研究的方向。目前集约农业正向多功能农业方向发展，我们更应对农田生物多样性的研究更加深入。当然农田生态系统即存在对人类发展有益的服务功能，我们也不能忽视其带来的生态环境负效应，这也是我们未来研究的重点方向。此外，目前的定量分析较少涉及到评价区域的空间分析，对于空间关联性分析更是少有涉及。因此，如何采用更加准确的方法对农田生态系统生态价值进行定量研究，并对耕地涵养水源空间关联性进行分析，是值得进一步探索的课题。（作者单位：四川师范大学地理与资源科学学院）
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一、生态系统服务功能内涵及意义
生态系统服务（EcosystemServices）是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1]，它不仅给人类提供生存必需的食物、医药及工农业生产的原料，而且维持了人类赖以生存和发展的生命支持系统（Daily，1997；欧阳志云等，1999）。由此得出生态系统不仅可以为我们的生存直接提供各种原料或产品（食品、水、氧气、木材、纤维等），而且在大尺度上具有调节气候、净化污染、涵养水源、保持水土、防风固沙、减轻灾害、保护生物多样性等功能，进而为人类的生存与发展提供良好的生态环境。近年来，随着世界范围内人口、资源与环境之间的矛盾越来越突出，有关生态系统服务功能效益评估引起了世界各国的普遍关注，生态系统服务及其价值评估已经成为当今生态学、生态经济学研究的前沿课题之一。
随着生态经济学、环境和自然资源经济学的发展，国内外学者开始致力于此问题的研究，对各类生态系统进行定性及定量的研究，为及时、准确和动态的掌握生态系统功能的价值提供了依据，对国民经济发展、生态环境的建设与保护和政府的宏观决策有重要的现实意义。具体表现在以下几个方面：（1）有助于提高人们的环境意识；（2）促使商品观念的转变；（3）促进环境纳入国民经济核算体系；（4）促进环保措施的科学评价；（5）为生态功能区划和生态建设规划奠定基础（引自中国科学院可持续发展战略研究组）。
二、生态系统服务功能的价值
（一）生态系统服务功能价值构成
生态系统服务功能的价值源于它的功能，生态系统服务功能是多样的，决定了生态系统服务价值也是多样的。联合国环境规划署（UNEP）[2]于1993年组织一些专家编写了《生物多样性国情研究指南》，将生物多样性价值划分为五种类型，即：具显著实物形式的直接价年进行的“中国生物多样性国情研究”项目，王健民提出生物多样性总经济价值包括直接使用价值、间接价值、潜在使用价值和存在价值四个方面。欧阳志云等学者又将其分为：直接利用价值、间接利用价值、选择价值、存在价值[3]。虽然不同的学者对于生态系统服务功能价值给出了不同的分类，但总体上都是围绕着利用价值和非利用价值进行研究的。
（二）生态系统服务功能价值估算方法
美国康斯坦扎等人在测算全球生态系统服务价值时，首先将全球生态系统服务分为十七类子生态系统，之后采用或构造了物质量评价法、能值分析法、市场价值法、机会成本法、影子价格法、影子工程法、费用分析法、防护费用法、恢复费用法、人力资本法、资产价值法、旅行费用法、条件价值法等一系列方法分别对每一类子生态系统进行测算，最后进行加总求和，计算出了全球生态系统每年能够产生的服务价值[4]。随后依据生态系统服务与自然资本的市场发育程度，将以上的生态系统服务与自然资本的经济价值的评估研究方法归结为四类：（1）实际市场评估技术，对具有实际市场的生态系统产品和服务，以生态系统产品和服务的市场价格作为生态系统服务的经济价值。评估方法主要包括市场价值法、费用支出法。（2）替代（隐含）市场评估技术，生态系统的某些服务虽然没有直接的市场交易和市场价格，但具有这些服务的替代品的市场和价格，通过估算替代品的花费而代替某些生态服务的经济价值，即以使用技术手段获得与某种生态系统服务相同的结果所需的生产费用为依据间接估算生态系统服务的价值。这种方法以“影子价格”和消费者剩余来估算生态系统服务的经济价值。评估方法较多，包括替代成本法，生产成本法—机会成本法、恢复和防护费用法、影子工程法，旅行费用法（TCM），资产价值法或享乐价值法（HPM），以及疾病成本法和人力资本法、预防性支出法、有效成本法等。（3）假想（模拟）市场评估技术，对没有市场交易和实际市场价格的生态系统产品和服务（纯公共物品），只有人为地构造假想市场来衡量生态系统服务和环境资源的价值，其代表性的方法是条件价值法（CVM）。（4）空间—能值分析技术，包括生态足迹法和能值分析法，目前由于其不够完善应用较少[5]。
1.实际市场评估技术
费用支出法是从消费者的角度来评价生态服务功能的价值。它以人们对某种生态服务功能的支出费用来表示其经济价值[6]。例如，对于森林景观的游憩价值，可以用游憩者支出的费用总和（包括往返交通费、餐饮费用、住宿费、门票费、入场券、设施使用费、摄影费用、购买纪念品和土特产的费用、购买或租借设备费以及停车费和电话费等所有支出的费用）作为森林憩的经济价值。它仅能评价森林游憩的使用价值，不能评价非使用价值，如该方法不能说明游憩者较少的（热带雨林）森林的游憩价值。
市场价值法：市场价值法与费用支出法类似，适合于没有费用支出的但有市场价格的生态系统服务的价值评估[7]。理论上，市场价值法是一种合理方法，也是目前应用最广泛的生态系统服务功能价值的评价方法。如计算产品提供功能价值多采用市场价值法来计算，以农产品为例可有：
Va=ΣQa，iPs，i（1）
式中：Va为农产品的价值（元）：Qa，i为当年第i类农产品数量；Ps，i为第i类农产品价格。根据实际情况可以进行调整。如果涉及到整个生态系统由于其功能种类繁多，而且往往很难定量，实际评价时仍有许多困难。
2.替代市场价值法
替代成本法：在生态系统遭受破坏之后人工建造一个系统来替代原来的生态系统服务功能，用建造新工程的费用来估计生态系统破坏所造成的经济损失的一种方法。如水循环功能价值可用替代成本法计算，以农业水循环为例可列为
Vw=a×（Q1－Q2）×Pw（2）
式中:Q1为农业用水总量，Q2为农业排水总量，Pw为水价，a为调整系数。
影子价格法：在完善的市场条件下，市场价格取决于市场供求状况，当供求均衡时，价格趋于稳定，此时需求者为多购买单位货物所支付的价格—边际产品价格，恰好等于供给者多生产单位货物的生产成本—边际生产成本。该均衡状态下的市场价格，即为线性规划所求的影子价格。资源优化配置的线性规划中存在对偶规划，一旦实现了资源的最优化配置，各种资源的最优价格就是影子价格。当社会处于某种状态时，影子价格能更好的反映各种资源的价值、市场的供求状况以及资源的稀缺程度，使资源配置向优化方向发展。如果排除市场价格不合理因素后计算的结果已不同于线性规划所描述的的影子价格。影子价格的基本计算方法大致有两类：总体均衡分析法和局部均衡分析法，前者虽然理论上比较严密，但是应用比较困难，后者则需要根据分析对象的特点和所处的供需环境来具体确定影子价格。机会成本属于后者，目前此种方法主要应用于生态环境供水效益的计算[8]。
影子工程法：又叫替代工程法，是恢复费用法的一种特殊形式，当生态系统某些功能难以直接进行估算时，可借助于能够提供类似功能的替代工程即所谓的影子工程的价值来替代该生态系统服务的价值。如森林涵养水源的功能，很难直接进行价值量化，但可以寻找一个影子工程。如修建贮存与森林涵养水原量同样水量的水库，则该水库的价值就可以替代该森林涵养水源的价值。姜文来等分别用影子工程法对森林涵养水源的价值进行了评估[9～[10]。
旅行费用法（TCM），TCM的设想最早是由美国经济学家霍特林于1947年提出的。他认为，可以应用经济学的需求理论，按照游客到达国家公园的旅行距离和对国家公园访问率之间的经验关系，估计出人们对国家公园的需求，进而计算国家公园对游客产生的总效益，其应该等于游客的旅行费用支出加上消费者剩余。简单的计算方法为Vt=P×Sp（P为旅游人数，Sp为旅游者平均费用）。TCM模型分为分区旅行费用模型（ZTCM）与个人旅行费用模型（ITCM）。它的最大贡献是对消费者剩余的创造性应用[11]，其主要原因有：人们常用市场价值表示商品的经济价值，但像森林游憩这样的“公共产品不仅没有市场交换，而且没有市场价格；消费者剩余是根据商品市场价格资料计算除了的，但森林游憩没有市场交换和市场价格，因而其消费者剩余没办法计算出来；它的有点在于提出了游憩商品可以用消费者剩余作为其价值的评价指标，并计算出其数值。同时，它又有它的局限性，只能评价森林游憩的使用价值，不能评价其非使用价值。
疾病成本法和人力资本法：生态系统服务的变化有时会影响人类的健康。它主要表现在：因污染致病、致残或早逝而减少本人和社会的收入；医疗费用的增加；精神或心理上的代价等。疾病成本法用来计算污染对人体健康的影响，以损害函数为基础，把人们接触到的污染水平与健康状况联系起来。人疾病成本法和人力资本法包括以下步骤：（1）确定污染物的种类和数量；（2）确定污染作用下发病率的增加量；（3）使用治疗成本、工资损失和生命损失去估计患病和过早死亡的成本[6]。
防护和恢复费用法：用于评估水土流失、重金属污染、土地退化等环境破坏或噪声、危险品和其他污染造成的损失。其基本思想是：用恢复被破坏的环境（或重置相似环境）或避免某种污染的费用来表示该环境污染造成损失的价值的费用来表示该环境的价值。例如，某地湿地生态系统遭到破坏后，要恢复到原来状态所需的费用，或确保使其不被遭到破坏所需的费用。
资产价值法：把环境质量看做是影响资产价值的一个因素，当影响资产价值的其他因素不变时，以环境质量恶化引起资产价值的变化额来估计环境污染所造成的经济损失的一种方法，称为资产价值法。例如，用房屋资产价值变化来估计大气质量变化造成的经济损失或收益：房屋的价格受房屋特性（如大小、新旧、结构类型等）、四邻条件（交通便利程度、周围学校、商店等情况）和环境质量的影响，通过调查并使用多变量分析建立它们之间的相互关系，从而计算出大气质量变化引起的房屋价值的变化，说明大气质量变化造成的经济损失或收益。目前应用此类方法较少。
3.假想市场法
条件价值法（CVM），也称调查法和假设评价法，通过假想市场询问人们对环境质量改善的支付意愿（WTP）或受到损害后的受偿意愿（WTA）来评估环境物品或服务的价值。它的核心是直接调查咨询人们对生态服务功能的支付意愿，并以支付意愿和净支付意愿来表达生态服务功能的经济价值[12]。在实际研究中，从消费者的角度出发，在一系列假设问题下，通过调查、问卷、投标等方式来获得消费者的支付意愿和净支付意愿，综合所有消费者的支付意愿和净支付意愿来估计生态系统服务功能的经济价值。根据条件价值法计算公式：
E（WTP/WTA）-Pibi[13]（3）
式中：E（WTP）为被调查者平均支付意愿，E（WTA）为被调查者平均补偿意愿，Pi被调查者选择某数额的概率，bi为投标数额进行计算；再结合当地实际根据被调查者表达出的WTP或WTA建立适当的数学模型，进而确定价值影响人群最大WTP或最小WTA，实现评估非市场物品价值目的。
提高城市绿地系统生态服务功能，促进城市生态系统的改善，满足市民接近和回归自然的渴望，已成为城市化建设亟待解决的重大课题。提高绿地生态功能，促进城市绿化的可持续发展则是当今主流的研究方向。
1.城市森林的概念和内涵
城市森林与城市林业的概念主要差异性在于城市林业主要侧重于行业的经营和管理，将城市园林绿化纳入林业经营管理的范畴，是一个多方面的经营管理体系；而城市森林是将城市绿地主要以森林的形式进行构筑和管理，是一个比较狭义的概念[1]。因此，城市森林是建立在改善城市生态环境的基础上，借鉴地带性自然森林群落的种类组成、结构特点和演替规律，以乔木为骨架，以木本植物为主体，艺术地再现地带性群落特征的城市绿地。
2.城市森林生态系统服务功能
2.1生态服务功能的含义
广义上的生态系统服务包括生态系统产品和生态系统服务，生态系统服务是指生态系统与生态系统过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[2]。一般而言，生态服务功能（Ecosystem services）是指自然生态系统及其物种共同支撑和维持人类生存的条件和过程；它能够比较清晰地描述人类对生命支持系统的依赖性，为人们评价各种技术和社会经济发展方式的长远影响提供了一种参考，以防止和减少自我毁灭性的经济和社会活动[3]。
2.2城市森林生态系统的生态服务功能
森林生态系统的生态服务功能是指森林生态系统及其生态过程为人类提供的自然环境条件与效用[4]。从复合生态系统的角度来看，它不仅包括该系统为人类提供食品、医药和其他工农业生产的原料这内部效益，更重要的是支撑与维持地球的生命支持系统，维持生命物质的生物地化循环与水文循环，维持生物物种与遗传多样性，净化环境，维持大气化学的平衡与稳定的外部公益作用。
3.城市森林生态系统服务功能价值评估主要研究方法
客观准确的计量评价城市森林生态系统的服务功能及其价值仍然是一个有待深入研究的理论和技术难题，已成为国内外生态学与生态经济学研究的前沿课题。面对当前极为紧迫的生态环境建设局面，充分认识森林生态系统在预防自然灾害和促进资源经济协调发展中的巨大作用，保护与恢复城市森林生态系统功能，应该成为各级决策部门的共识[7]。
3.1城市森林生态功能评价方法
生态系统服务的评价方法主要有两类，一类是物质量评价法，另一类是价值量评价法。根据城市森林生态功能属性，以择优原则选择适用的评价办法。
3.1.1物质量评价法
3.1.1.1森林固定CO2和释放O2的价值
考虑到森林生态系统是一个复杂生态系统，有植物的光合作用和呼吸作用，凋落物层的呼吸作用和土壤释放CO2的作用[9]，因此：
式中，Q为CO2固定量（1.hm-2.a-1）；S为净第一性生产力所同化的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rd为凋落物层呼吸释放的CO2量（1.hm-2.a-1）；Rs为土壤呼吸释放CO2量（1.hm-2.a-1）。根据已有资料报导，我国森林固定CO2和释放O2的成本分别为273.3元t和369.7元t，取碳税法和造林成本法两者的平均值来评价森林生态系统固定CO2的价值。
3.1.1.2净化空气的价值
森林净化空气的主要机能是：吸收气体污染物、阻滞粉尘、杀除细菌、降低噪声、释放负氧离子和萜烯物质。因而对空气的清新和人体健康有利。这里重点对吸收污染气体价值和阻滞粉尘的价值进行评估[2]。
（1）森林吸收污染气体的价值
以SO2为例，常用有吸收能力法。根据单位面积森林吸收SO2的平均值乘以森林的面积，计算出吸收的SO2量，再根据防治污染工程中削减单位重量SO2的投资额度，算出森林吸收SO2的经济价值“阈值法”对吸收能力的推算以SO2在林木体内达到阈值时的吸收量来计算“叶干重法”树木吸收：
SO2量=叶片积累+代谢转移+表面吸附。通过实验测定某树种叶在一定期间含硫量变化作为吸收量，再根据叶干重占植物的比例计算出转移的流量和叶面表面蒙尘量。
根据《中国生物多样性国情研究报告》，阔叶林对SO2的吸收能力为88.65kg/hm-2/a-1，针叶林平均吸收能力为215.60kg/hm-2/a-1，减少SO2的成本为600元/t-1。
（2）森林阻滞粉尘的价值
森林的滞尘功能价值评估方法运用替代花费法， 通常以森林的平均滞尘能力乘以森林面积计算滞尘量，再按削减粉尘的成本计算经济价值，从而估算城市森林生态系统滞尘功能的价值。
式中，Vd为滞尘价值（万元/a-1）；Qd为滞尘能力（1。hm-2.a-1）；S为面积（hm2）；Cd为削减粉尘成本（元/t-1）。
3.1.1.3休闲游憩功能评估
旅行费用法（TCM法）是当前世界上最流行、也是应用最广泛的森林游憩价值评价方法。由森林旅游产品的消费逆向流动，游客必须支付一定的交通费用以到达林地从事旅游活动，通过对这些费用的统计分析可得出旅游需求与旅行费用之间的关系，求出旅游需求曲线。将旅游者的旅行费用包括旅行时间价值作为“影子价格”求出游客的消费者剩余，一个风景区的旅游价值就是该风景区全体游客的消费者剩余之和。
3.1.2价值量评价法
3.1.2.1 直接利用价值
森林生态服务功能的直接经济价值是由于环境资源对目前的生产或消费的直接贡献决定的。也就是指环境资源直接满足人们的生产和消费需要的价值。如木材、野生药物、森林游憩等，都是森林的直接经济价值。直接利用价值可用产品的市场价格来估计，其主要表现为林产品价值和游憩价值。
3.1.2.2间接利用价值
间接利用价值是由环境所提供，可用来支持目前的生产和消费活动的功能中检索截获的价值。间接利用价值不直接进入生产和消费过程，但为生产和消费提供了支持和保障，没有它们，生产和消费就不能正常进行或不能存续。森林生态服务功能的间接经济价值主要表现为森林生态系统的环境功能，如保持水土、净化水质、固碳制氧等、营养物质循环等，是其生态服务功能价值的主体，是最难以进行评价而又最容易被人们忽视的价值。因此，对这部分价值进行定量评价对确切评价森林的生态服务功能具有重要意义。间接利用价值的评估常常需要根据生态系统功能的类型来确定。目前多运用市场价值法、替代市场法等方法评估其经济价[5]。
（1）涵养水源价值计算
采用水量平衡法来计算水源涵养量， 水的价值采用替代工程法（或影子工程法）来计算：
W=（R-E）A=θ.RA
式中W为涵养水源量（m3/a）；R为平均降雨量（mm/a）；E为平均蒸发散（mm/a）；A为研究区面积（hm2）；H为径流系统。
森林增加地表有效水量的价值可用下式计算：
式中，V为森林增加地表有效水量价值；Si为第i树种的面积；H0、Hi分别为对照地和第i树种单位面积的拦蓄降水能力，m3.hm2；P为当前生活用水价格，取2.0元m3。
（2）净化水质价格计算 采用替代工程法来计算。
（3）保持土壤价值计算
森林植被的存在可以极大的减少土壤侵蚀量、保护和提高土壤肥力水平。因此，森林保持土壤的价值可从减少土地损失、减少土壤肥力损失和减免泥沙淤积和滞留3个方面加以考虑。其中，森林减少土壤肥力损失的价值可按下式计算：
式中，Vf为森林保肥效益经济价值计算；d为单位面积水土流失量；s为森林面积；P1i为森林土壤中氮磷钾等含量；P2i纯氮磷钾等折算成化肥的比例；P3i各类化肥的销售价。
（4）净化空气价值计算 主要采用影子价格法来计算。
（5）净化环境价值计算 一般是根据森林面积及森林对有害物质、噪声、辐射等的减除能力及影子价格计算[10]。
4.关于城市森林生态功能评价的建议
就我国目前的研究现状来看，森林生态系统服务功能的研究还处于初级阶段，多数研究尚处在对于其理论方面的探讨，研究的对象比较单一，功能范畴方面的考虑也不够全面；在估算方法上，大多直接引用国外的研究方法或者直接套用国外的标准。由此可见，在我国尽快开展生态系统服务功能及其生态经济价值的研究，是为生态环境保护与建设提供决策依据，以实现可持续发展所亟待解决的重要课题之一[5]。为此建议：
4.1 城市森林生态系统服务形成机制研究
城市森林生态系统服务是人类从生态系统维持自身的生境、生物、生态系统的特征或过程中直接或间接获得的利益，而城市森林生态系统的结构与过程是相互作用、相互影响的，研究这两方面的相互作用关系是弄清生态系统服务形成机制的基础，也可为生态系统服务功能的维持与保育提供方法与对策。
4.2 不同城市森林生态类型的各种服务价值研究
城市森林生态系统功能评价是区域规划的基础和重要依据。通过城市森林生态系统服务功能的评价，可以明确区域内生态系统重要性差异及其空间分布特征，确定城市森林生态系统不同类型服务功能重要地区及其分布，确定区域优先保护生态系统和优先保护地区，从而科学合理地进行区域生态区划和生态规划，在时间和空间尺度上实现资源的合理利用和区域可持续发展。
4.3多学科有机结合和集成创新
城市森林生态系统服务价值的研究依赖于生态学的基础研究，应着眼于对地球生命维持系统具有特殊意义的生态系统的生态过程，加强自然研究与经济学、社会学等学科的交融。城市森林生态系统服务价值的实现与补偿不仅依赖于价值估算的技术发展，而且也有待于现有市场价格体系和人们价值观的改革。
4.4对服务功能价值评估的方法和手段有待进一步加强
目前国外已开始采用SWAT， UFORE以及C ITYGrccn等相关软件，并在地理信息系统支持下对森林服务功能进行了监测与评估，其精度与便捷性都得到了提高[38]，然而目前国内对森林生态效益评价研究的技术支持手段还较为落后，遥感、地理信息系统技术等高新技术的应用还不多，其结果不仅速度慢，费工费时，而且不能很好地分析、管理和应用评估所需的数据信息，更难以做到动态管理和评估。为此，在今后的研究过程中关于生态系统服务功能评估的手段与方法有待进一步提高。
5.结语
由于城市森林生态系统服务的多样性、生态过程与经济过程之间联系的复杂性以及自然过程的不确定性，对生态系统服务进行核算难度极大，无法作到准确无误。但在这方面的任何尝试都是有益的，不仅给出城市森林生态系统服务相对量的近似值，使城市森林生态系统服务的潜在价值范围明朗化，而且为进一步研究建立了基础。
参考文献：
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[2]关文彬，王自力，陈建成，张秋岩，汪西林.贡嘎山地区森林生态系统服务功能价值评估[J].北京林业大学学报，2002，2（4）：80～84
关键词：
生态系统服务；价值；InVEST模型；浙南山区；泰顺县
生态系统服务是指生态系统提供给人类直接或间接的利益，主要包括向社会经济系统输入有用物质和能量、接受和转化来自社会经济系统的废弃物，以及直接向人类社会成员提供服务[1]。生态系统服务价值评估与自然资产核算是目前生态经济学和环境经济学的研究热点和焦点。为了对这些价值进行客观、科学的评估，国内外基于各种时空尺度的生态系统服务价值评估进行了大量的案例研究和理论探索[2～4]。初步建立了生态系统服务价值评估理论框架，探索了不同生态系统、不同服务类型的评估方法[5～8]。生态系统服务与权衡综合评价（integratedvaluationofecosystemservicesandtradeoffs，InVEST）模型是生态系统服务价值评估常用的工具，该模型运行较简单，并且已取得了良好的模拟效果[9～10]。生态系统服务重要性评价是针对区域典型生态系统，分析生态系统服务的区域分异规律，并明确生态系统服务的重要区域，目前对生态服务功能重要性评价的方法基本是按照环境保护部《生态功能区划暂行规程》，即对生物多样性保护、水源涵养、土壤保持、沙漠化控制、营养物质保持、海岸带防护功能6个方面进行评价，该评估在省级、流域、全国甚至全球尺度上可行，但在小尺度上就略显简单。
浙江省南部山区属于全国重要生态功能区划中的浙闽赣交界山地生物多样性保护重要区，是我国生物多样性重点保护区域，同时也是重要的水源涵养区。如何加强该区域生态系统的科学管理，确定生态保护关键区以及针对不同区域制定相关生态保护和建设政策，均需进一步明确其生态系统服务价值极其空间分布。本研究选择泰顺县作为研究区域，通过构建生态系统服务价值评估指标体系，确定评估方法，定量评估各类生态系统服务价值，并进一步分析生态系统服务重要性，以期为权衡生态保护与发展之间的关系、建立合理的生态补偿机制提供重要基础数据，亦有助于将价值评估结果纳入自然资源可持续利用、生态环境保护和政绩考核体系。
1研究区概况
泰顺县土地总面积1762km2，属亚热带海洋季风型气候，年均气温16.1℃，年均降水量2008.8mm，年平均蒸发量1148.6mm。境内沟谷纵横，有大小溪流数百条，分属飞云江、交溪、沙埕港、鳌江四大水系。森林资源丰富，全县森林覆盖率为75.6%，有常绿阔叶林、落叶阔叶林、针阔混交林、竹林、山地灌丛等5个群落类型。除乌岩岭自然保护区内保护较完整的13.4km2原始森林外，其余基本都是次生林。土壤类型以红壤、黄壤、紫色土和水稻土为主。全县中度以上土壤侵蚀所占比例为25.09%，平均土壤侵蚀模数为1729.96t/(km2•a)，属轻度水利侵蚀，水蚀的主要形式是坡面侵蚀和细沟、小切沟侵蚀，并伴有重力侵蚀和泥石流。
2研究方法
2.1数据来源数据主要包括：①土地利用数据，以遥感影像作为基本信息源，结合2012年1:50000土地利用现状图、30m×30m分辨率的数字高程模型（DEM）以及野外实测的地物光谱数据和社会经济统计数据等资料，通过计算机解译和人工解译相结合的方法获得；②气候数据，来源于中国气象局数据共享中心，包括2012年日平均温度、相对湿度、降水量和日照时数等，降水量的空间分布格局通过ANUSPLIN插值软件[11]将研究区及周边共12个气象站点的降水量观测值进行插值获得；潜在蒸散（ET0）采用联合国粮农组织（FAO）于1998年对Penman-Monteith模型的修订版本[12]计算获得；③土壤数据，通过对1:1000000土壤空间属性数据栅格化获得；④植物养分数据，来自遥感估测以及已有研究成果；⑤NPP（净初级生产力），采用周广胜等[13]的自然植被NPP模型得到；⑥产品供给及其他（如SO2、烟尘、工业粉尘排放量等）统计数据，主要来自《泰顺县统计年鉴2013》和泰顺县环境保护局，该研究以2012年为核算年。
2.2评价指标体系在千年生态系统评估和Haines-Youn等[14～15]生态系统服务分类基础上构建泰顺县生态系统服务价值评价指标体系，主要由产品供给服务、调节服务和文化服务价值3大类17项指标构成（产品供给包括6项，表1包括11项），并采用市场价值法、替代成本法、费用支出法等[16]进行生态系统服务价值的评估。
2.3评价方法
2.3.1产品供给生态系统产品供给价值指环境资源直接满足人们生产和消费所需的价值。
2.3.2固碳释氧植物每生产1t干物质可以吸收1.63tCO2（CO2分子量中C元素的含量为27.27%），同时释放1.19tO2。生态系统的净化环境功能包括大气环境净化和水环境净化。大气环境净化主要考虑生态系统对SO2的吸收和滞尘功能的价值；水环境净化主要考虑生态系统对COD和氨氮净化功能的价值。用污染排放量分别乘以单位排放量的处理费用，即为生态系统环境净化功能的价值。SO2治理费用和除尘价格根据《森林生态系统服务功能评估规范》确定，生态系统年净化水质价值采用网格法得出的全国城市居民用水平均价格计算，水的净化费用为2.09元/t。
3结果与分析
3.1生态系统直接服务价值生态系统直接服务价值主要是指其产品供给服务所产生的价值。主要包括农业产品、林业产品、畜牧业产品、渔业产品、水资源利用和水电6项。农业产品主要指粮食、油料、药材、茶叶、水果和蔬菜；林业产品主要指油茶籽、笋干、板栗、木材和毛竹；畜牧业产品主要指猪肉、牛肉、羊肉、兔肉、禽肉、禽蛋、蜂蜜和牛奶；渔业产品主要指水产品；水资源利用主要指农业灌溉用水、林牧渔畜用水、工业用水、城镇公共用水、居民生活用水和生态与环境用水；水电是指泰顺县全年135个水电站的总发电量。依据《泰顺县统计年鉴2013》统计得到全县生态系统产品供给总价值为8.11×108元，其中农业产品产量为16.63×104t，总价值为5.67×108元；油茶籽、笋干、板栗产量共计0.36×104t，木材1.90×104m3，毛竹109.37×104根，林业产品总价值为0.43×108元；畜牧业产品产量为0.83×104t，总价值为1.52×108元；渔业产品产量为298t，总价值为429×104元；水资源利用总量为6615×104m3，总价值为3839.88×104元；水电发电量为6.89×108kWh，总价值为0.05×108元。
3.2生态系统间接服务价值及总价值固碳释氧服务价值：由自然植被NPP模型计算得到2012年泰顺县单位面积NPP为710.13g/(m2•a)（以C计），故全县NPP总量为125.12×104t/a，计算得到，2012年生态系统固碳价值为4.19×108元，释氧价值为4.92×108元，固碳释氧总价值为9.11×108元。营养物质保持服务价值：在营养物质保持量的计算中，以各气候带营养元素N、P、K在植物体中的质量分数为依据[20]，结合当地森林资源清查数据来计算泰顺县生态系统的N、P、K含量，分别为0.485%、0.054%、0.27%，计算得到，2012年泰顺县生态系统固氮量为6068.53t，固磷量为675.67t，固钾量为3378.36t，总营养物质保持功能的价值为1.3×108元。水源涵养服务价值：2012年泰顺县年均降水量为2162.75mm，年均潜在蒸散量为690.56mm，生态系统水源涵养量为27.16×108m3，水源涵养功能的经济价值为208.32×108。土壤保持服务价值：由1:1000000中国土壤数据库获取泰顺县不同土壤类型的N、P、K含量。计算得到，泰顺县土壤保持总量为6908.63×104t，保肥总量为88.4×104t，总经济价值为22.98×108元；因土壤保持功能减轻泥沙淤积量为0.12×108m3，经济价值0.94×108元，泰顺县土壤保持功能总价值为23.92×108元。气候调节服务价值：2012年泰顺县森林、草地和城市绿地等植被覆盖面积为1684.21km2，每公顷绿地夏季在周围环境中可吸收81.1×103kJ的热量，全县植被因蒸腾作用吸收的热量为136.59×108kJ，合379.42×104度电。全县水面年蒸发量为0.22×108m3，在气温25℃环境下，1m3水汽化为相同温度的水蒸气需消耗2.43×106kJ的热量，全县水面蒸发消耗的总热量为54.6×1012kJ，折合15.17×109度电。植物蒸腾和水面蒸发产生的经济价值为72.82×108元。环境净化服务价值：2012年泰顺县SO2排放总量为163.73t，烟尘和工业粉尘排放总量为174.69t，生态系统净化空气总经济价值为22.27×104元。全县废水排放总量为52.39×104t，全部直接排入自然界中，其中，COD排放量195.27t，氨氮排放量为1.36t。生态系统净化水质的价值为109.5×104元。文化旅游服务价值：泰顺旅游区面积占全县面积25%，拥有乌岩岭国家级自然保护区、飞云湖国家级风景名胜区、承天氡泉省级自然保护区、氡泉-九峰省级风景名胜区、三魁天关山省级森林公园、南浦溪市级风景名胜区等旅游区。全县2012年接待国内外游客206×104人次，实现旅游收入10.51×108元，其中接待国内游客205.8×104人次，国内旅游收入10.48×108元；接待入境游客1605人次，国际旅游外汇收入281.21×104元。由表1可见，泰顺县生态系统间接服务价值为325.99×108元，其中，调节服务价值为315.48×108元，文化服务价值为10.51×108元。结合3.1节可知，泰顺县生态系统服务总价值为334.1×108元，具体地，水源涵养价值为208.32×108元，占总价值的62.35%；气候调节价值为72.82×108元，占21.8%；土壤保持价值为23.92×108元，占7.16%。
3.3生态系统服务重要性综合评价根据泰顺县生态系统的结构与功能特点，选择固碳释氧、营养物质保持、水源涵养和土壤保持等服务指标进行生态系统服务重要性综合评价，建立生态系统服务重要性评价指标体系（见表2），采用综合指数法[21～22]对各评价指标分级赋值后进行等权重叠加，并将评价结果分为4级，即极重要、很重要、重要和一般重要。由图1可见，泰顺县生态系统服务重要性表现出明显的空间差异。西北部的黄桥、乌岩岭、杨寮一带生态系统服务重要性最高，该区域为全县的多雨中心，加之乌岩岭自然保护区及其周边原始森林保护较为完整，森林植被覆盖度高，动植物种类十分丰富，是水源涵养和生物多样性保护极重要区，占全县总面积的31.43%；中北部的百丈镇、莜村镇以及南部仕阳镇一带生态系统服务重要性较高，该区域降水较为丰富，蒸散量低，植被覆盖度高，是水源涵养重要区，占全县总面积34.57%；其他区域生态系统服务重要性处于中等，这些区域城镇化水平较低，农村及农用地沿山间盆地及溪谷广泛分布，占全县总面积的20.35%；罗阳镇、泗溪镇、三魁镇、雅阳镇一带生态系统服务重要性最低，该区域地处山间盆地，属全县人口集中分布区，土地利用类型以耕地和建设用地为主，占全县总面积的13.64%。
4讨论
生态系统服务的评价方法主要有两类，一类是物质量评价法，另一类是价值量评价法[23]。本研究分别从物质量和价值量两方面对泰顺县生态系统服务进行评估，物质量评价法主要从物质量的角度对生态系统提供的各项服务进行定量评估，其特点是能够比较客观地反映生态系统的生态过程；价值量评价法是以货币价值量的角度对生态系统提供的服务进行定量评估，其结果易于纳入经济核算体系，可以从另一侧面展示生态系统服务价值，以引起人们高度重视，进而保证持续地利用生态系统服务。本文采用InVEST模型对泰顺县生态系统服务进行定量评估，在此基础上开展的生态系统服务重要性评价能够较为精细地反映生态系统服务的空间差异及其对人类社会的重要性。该研究结果显示，泰顺县生态系统服务以水源涵养、气候调节、土壤保持为主，有着巨大的间接服务价值。生态系统服务极重要区面积为553.84km2，占全市总面积的31.43%，远大于目前县域的林地保护面积。随着泰顺县经济的快速发展，使用林地面积逐步增加，林地保护与利用的矛盾日趋突出，加之水土流失日趋严重，应该大力恢复和发展生态公益林，既能保持水源涵养功能，又有利于保护生物多样性，并积极有效地应对气候变化。
泰顺县2012年全县生态系统服务总价值为334.1×108元，是当年该县GDP的6.40倍，该比值高于国内外大多数生态系统服务价值评估结果。如Costanza等[24]对全球生物圈生态系统服务价值估算结果显示，1994年全球生态系统服务价值约合当年世界GDP的1.82倍；Boumans等[25]利用全球生物圈复合模型（GUMBO）得出，2000年全球生态系统服务的价值约为当年世界GDP的4.5倍；陈仲新等[26]把我国植被类型合并为若干个陆地生态系统类型，并参考Costanza等包含16个生态系统类型的分类系统与17大类生态系统效益的分类方法及经济参数对1994年我国生态系统功能与效益进行了价值估算，结果表明，我国生态系统经济效益为当年GDP的1.73倍；吴珊珊等[27]通过构建海洋生态系统服务分类体系，计算得出2004年渤海海域生态系统服务价值相当于环渤海地区GDP的1.73倍；欧阳志云等[11]提出了生态系统生产总值（GEP）的概念及核算方法，并估算出贵州省2010年生态系统生产总值为当年全省GDP的4.30倍，比较发现，泰顺县生态系统在评价指标不是特别多的情况下，依然有着巨大的服务价值。
中图分类号：F124.5 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2013）16-0207-03
关于生态经济学研究生态系统和经济间的关系。很多西方哲学家认为人类群体的增加被视作环境的一部分。在过去的几十年里，思想家Aldo Leopold（1949）和Rachel Carson （1962）认为自然世界不是无限的，人类群体可能诱导不可逆转的改变，影响我们赖以生存的环境的可持续发展性。对于整个自然系统的健康，Lovelock（1979）的Gaia 概念强调了所有自然系统和人类责任（作为自然系统的一部分）的互联性。同时，引出了技术乐观（technological optimism），认为技术能使能源和资源有限增长，而相反的思想技术悲观（technological pessimism）认为，技术带来的能源限制将最终导致经济增长停滞的概念[1]。因此，经常在实际操作中，生态经济学让生态学家和经济学家联合解决此问题。生态经济学中最关键的是研究其价值问题。
1.生态价值的概念、特性、实现、分类和意义。生态价值的概念。生态价值是指以地球生物圈作为生命维持系统或人类生存系统的价值或称生存价值，它是自然界物质生产过程创造的价值 。它可以理解为“ 生态的价值（value of ecology）”和“ 生态性价值（value foe ecology）”，前者指生态所具有的价值，后者指具有生态属性的价值或“对于生态的价值”。客体对主体的单向关系的价值观认为，它是生命现象与其环境之间的相互依赖和满足需要的关系。它是指包括人在内的整个大自然系统（生物圈）内在的生态平衡价值，没有合适的调控机制的情感不可能有很高的智商，而情感的调节和控制恰恰是意志的主要功能。同时它也是一个历史范畴，是社会的产物，随社会经济发展、环境状况的变化，其内涵和处延是不断发生变化的。社会资源中的价值都和环境决策问题密不可分，其中一个是立足于社会哲学方面，而另一个则是基于环境和自然的经济资源。但是，价值对于生态而言，生态价值则被布朗（1993年）定义为：一个人或社会团体的道德标准，是在生活中重要的有价值的通常被接受或个人坚持的判断标准。公众评论的价值比较倾向于人们认为重要的事情的范围。一些生态特征对于当地社会可能没有价值，但是对广大的生态循环以及人类生存却贡献了重要的意义。国内外学者都对生态价值进行了界定，但无论何种方式的界定，都表现了生态价值是自然和社会系统的共同财富。自然既为人类提供了生态价值也为人类获取生态价值做了限定，过度开发和利用生态价值会带来一系列不良后果。
生态价值的内容。从人和其他生物与环境的要素来看，生态价值包括的内容为：一是生态价值具体表现为自然环境及其要素的自在价值、使用价值和审美价值；二是人和其他生命对自然环境的生态价值，即生命体的生态价值。从生态系统整体与要素的关系来看，生态价值也包括：生态系统要素对系统整体的生态价值，简称生态要素的生态价值；生态系统整体对系统要素的生态价值，简称生态系统的生态价值。
生态价值的特性。主要为主体整体性、全球连锁性、矛盾复杂性、时间持续性、客观存在性、战略紧迫性、二元性。其二元性表现在价值中包括土地资本的社会必要劳动时间决定的土地资本价值和由土地物质供求决定的土地物质的虚假社会价值。尤其是市场供需状况对生态价值存在明显的影响。由于人类对资源需求的增长使资源的稀缺性表现更加突出，当一种物品处于短缺状况，并具有使用价值，才有市场价值。
生态价值的表现形式包括：包括生态的经济价值、生态的伦理价值和生态的功能价值三个方面。从另一个角度来分析，生态价值也可以有以下主要表现形式：可直接用货币度量的一般等价物，即价格；以及简洁形式表现的差级收入方式。同时，生态价值具有资源价值、环境价值、认识价值、审美价值、经济价值、生命维持价值和社会政治价值等主要形态。其中，生态的经济价值是目前人类可持续发展背景下重点考虑的内容。生态价值的经济性体现在它与人类之间有相互影响和制约的关系：首先，生态本身能给人类带来巨大的经济利益；其次，生态的破坏会给人类造成巨大的经济损失；再次，是消除污染恢复生态能为未来的经济发展带来充足的后劲 ；第四，生态的经济价值显效的周期较长，因而常为急功近利、狭隘自私者所不顾；第五，人类对生态的开发利用程度和生态对人类经济的利用程度的把握具有很大的难度 。
生态价值的实现。生态价值真正得以实现的实质是人与自然关系中矛盾的解决。只有真正地解决了人与自然中的关系，才能真正得以实现生态价值。它从两个方面实现：一方面是使生态价值所拥有的诸种价值形态，真正于人有益，对人发挥作用，满足人的价值需求；另一方面是满足生态客体由于人的生态利益而提出的客观价值要求，使之发挥正常作用。同时，社会的生态化（按照生态规律的要求设计社会生产、生活 结构，调整人与自然、人与人及社会中各种关系）也是生态价值的实现途径。
生态价值的分类。在传统的价值分类中，生态价值时常归隐于“物质价值”、“自然价值”、“经济价值”、“生理需要”价值、“ 综合价值”等等之中，但这些分类都无法刻画出生态价值的独有特性和存在形态。而目前的研究表明，生态价值可具体分为环境的生态价值、生命体的生态价值、生态要素的生态价值、生态系统的生态价值四类。
生态价值的研究无论是在理论上还是在现实中都具有重要意义。在理论上，它有利于完善和发展我们原有的理论； 丰富经济学的研究范畴，克服经济发展目标的片面性，对若干经济学概念和经济指标赋予新的内容。在实践中，一方面有利于对自然资源的合理开发和综合利用，提高开发利用自然资源的经济效益和生态效益。另一方面也可以认识到对生态经济系统投入的劳动既可以使生态系统功能得到改善，也可以因人类利用不当，生态系统遭受破坏，使生态价值下降甚至丧失。自然资源是劳动借以创造经济价值的财富，所以，正确估计和评价自然资源的生态价值，有利于正确认识生态系统对人类的重要性； 有利于制订正确的生态环境保护政策、生态资源利用政策，防止生态遭受破坏。
生态价值论为合理制定自然资源的价格，建立合理的比价体系，实现自然资源商品化和建立完整的社会主义市场体系，提供了客观依据。经济建设、环境建设同步进行既是社会进步的必要条件，又是社会进步的重要标志。根据这种关系就可以判断出人的整个文明程度。 生态价值论的建立应该是实现人类的整个文明的契机和环节。
2.生态经济价值。生态系统能够为人类提供多重的利益，因此我们将其看作是一种自然资源，人们利用的是生物资源的直接和间接利用价值[9]。以森林为例，其直接利用价值包括果实、木材和其他林产品所提供的价值，间接利用价值主要是它所提供生态服务的价值[9]。生态系统同时可以调节河流量，这是其效益的异地实现，即以河流为通道，在空间上转移，在转移过程中逐渐形成可利用价值。
3.生态资本价值：生态资本作为一种资本固然是具有价值的，但其存在形式的多样性、作用范围的广泛性以及作用途径的复杂性，使其价值必然具有特殊性、多样性和不确定性，加之研究者认识视角的不同，关于生态资本价值的表现形式及其表现层次就呈现出丰富多样的格局 。Krutilla早在1967年就定义了自然环境价值并首次将“存在价值”引入主流经济学，认为生态资本的存在价值是独立于人们对它进行使用的价值，提出要考虑生态资本在当代人和后代人之间的价值分配，为定量评估生态资本价值奠定了理论基础。1999年，美国总统科技顾问委员会发表了《投资科学：认识和利用美国自然资本》的长篇报告，报告详细分析了美国自然环境的现状和质量、自然财富的存量和流量、生态环境破坏的程度及由此引起的危害，在此基础上对美国自然资本的价值概括为生物多样性的经济价值、物种多样性的价值、遗传多样性的价值、生态系统的服务价值和生物多样性的美学价值。
一、生态系统服务价值评估理论
一直以来，由于各国国情的不同，国际上没有一个统一的生态系统服务价值核算理论和方法。尽管早在20世纪80年代以来已先后有包括美国、中国、加拿大、日本、 瑞典、挪威、 法国、德国等超过45个国家在内的政府和国际组织或研究机构，开展了自然资源核算理论和方法及实施方案的研究和探索。中国部分学者也对资源的核算理论、核算方法、 核算技术等问题进行了探索和研究。Costanza（1997）等人发表《世界生态系统服务与自然资本的价值》，对全球生态系统的服务功能分17种进行赋值计算，这一研究是首次对全球生态资本的经济价值进行确认和评估，虽然计算结果高得令人难以置信，但它让人们认识到了生态资本有着巨大的经济价值；同时，Westman（1997）提出了“自然的服务”（nature’s services）的概念及其价值评估问题（Westman，1997）；Daily 主编的《自然的服务——社会对自然生态系统的依赖》的出版都将生态系统服务功能价值研究打开了新的局面。1992年，加拿大生态经济学家Wiliam.R 最早提出了生态足迹（ecological footprint）模型，并在1996年被Wackenagel 完善成为衡量人类对自然资源的利用程度以及自然界为人类提供生命支持服务功能的方法。
1.生态系统服务类型。Constanza 等学者（1997）将全球生物圈分为远洋、海湾、海草/海藻、珊瑚礁、大陆架、热带森林、温带/北方森林、草原/牧场、潮汐带/红树林、沼泽/洪泛平原、湖泊/河流、沙漠、苔原、冰川/岩石、农田、城市等16 个生态系统类型，并将生态系统服务分为17个类型，是目前最有影响的对生态系统服务类型的研究结果。最近的一些研究均以此生态系统服务分类方案开展对生态系统服务价值的评估。
生态系统的开放性使得生态系统服务（特别是其生态效益）具有无偿性和外部性，使全人类受益，自然生态系统不仅可以同时提供多项服务，而且是最有效、最廉价、最持久的生态服务的提供系统，其生态服务并不能由技术轻易地取代。
2.生态系统服务价值的构成。生态系统服务的经济价值构成的分析和科学分类是进行生态系统服务价值评估研究的基础。生态系统服务取决于生物多样性，保护生物多样性就是维持生态系统服务，其生态系统服务价值基本等同于生物多样性的价值。自1989年来，Peace、Mcneely和 Turner等人都从不同的角度将其分类，该研究构成了生态系统服务价值分类研究的基础。首先，Peace提出了环境资源的总经济价值理论，该理论认为环境资源的总经济价值包括利用价值（直接利用价值和间接利用价值）、存在价值和选择价值（包括个人将来的利用价值、其他人将来的利用价值和子孙后代将来的利用价值）。其次，McNeely 等将生物资源的价值分为直接价值和间接价值，直接价值又分为消耗性利用价值、生产性利用价值；间接价值又分为非消耗性利用价值、选择价值和存在价值。再次，Turner在论述湿地的效益及其管理时，将湿地效益的总经济价值分为利用价值（直接利用价值、间接利用价值和选择价值）和非利用价值（存在价值和遗产价值）。第四，联合国环境规划署的生物多样性价值划分、Barbier的环境经济价值分类、Serageldin 等（1994）的环境的经济价值分类、经济合作与发展组织（OECD）的环境资产的经济价值分类、以及中国生物多样性国情研究报告中生物多样性的价值分类，都以上述分类为基础且基本相同。因此，生态系统服务的总经济价值（TEV）包括利用价值（UV）和非利用价值（NUV）两部分，利用价值包括直接利用价值（DUV，直接实物价值和直接服务价值）、间接利用价值（IUV，即生态功能价值）和选择价值（OV，即潜在利用价值），非利用价值包括遗产价值（BV）和存在价值（EV）。
二、生态系统服务价值评估方法
1.生态价值是指生态系统及其各组成部分在维持生态系统的结构和功能的完整以及其作为生命维持系统和人类生存系统所具有的价值。生态价值是价值体系中的最高价值，是人类全部社会价值的前提和基础，其价值量是难以估量的。
2.生态系统服务价值评估过程：生态系统服务于自然资本的价值评估是生态环境分析中的难点，相比对其进行的定性研究，生态系统服务价值的定量研究显得更为活跃，尽管现有的各种评估方法都有其一定的局限，但仍然有各种生态服务价值评估方法相继推出，如直接假设法、间接假设法、直接观察法、间接观察法等。
因此，国内外的学者对其作了大量研究，提出了很多计量生态价值的方法，根据文献，有关生态价值计量方法大体可归纳为以下三种：（1）价值计量法。以资源的多种效益所承担的社会价值量，或以它所造成的土地级差收益、社会必要劳动的减少作为计量值，并以货币形式表达。可归为此类的有：相关替代法、估计法、加权推比法、再生产费用法、效益价值分解法、消耗法、补偿法和级差地租计算法等。（2）效益计量法。不考虑资源生产中所投入的必要劳动量，而是以资源各种效能所形成的社会劳动的减少，作为效益计量值，并换算为货币当量。这种方法目前在国内外采用的较为普遍。即首先计算出各种效益的等效物及等效调整系数，然后计算随时间变化的各种效益在一定时空范围内的作用效果，再根据不同的效益，在各年度的作用空间和作用强度，借助于等效物和调整系数，计算出各年度的资源价值的货币当量。（3）效能计量法。以人为手段所得到的相应自然资源效能的结果来作为该资源计量的依据。具体计量内容可分为实物量和货币当量。对其有形产品由它所分担的价值确定，无形产品用可比价格计量。
三、生态系统服务价值评估理论的意义
生态系统服务价值评估理论对生态保护和经济发展具有重要意义。正确估计和评价生态系统服务价值，有利于正确认识生态系统对人类的重要性；有利于制订正确的生态环境保护政策、生态资源利用政策，防止生态遭受破坏。
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现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。
经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标，从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。
1生态资本内涵
1．1生态资本定义
生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。
1．2生态资本的特征
生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有自然生态功能，遵循自然生态规律，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。
但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。
2生态资本价值理论
生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。
2．1劳动价值理论
劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。
在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。
2．2效用价值理论
效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。
2．3要素价值理论
要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。
2．4供求价值理论
供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。
总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。
3生态资本价值核算方法
现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。
3．1补偿价值法
补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：
W=C+V+m
式中，C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了历史成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。
3．2总经济价值法
总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(NUV，又称存在价值)；又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为：
TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV
式中，DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；IUV不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；OV是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；NUV为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前DUV与IUV可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；OV与NUV均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此，企业在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。
3．3租金或预期收益资本化法
租金或预期收益资本化法根据地租理论和财务管理理论，将预期的资源环境在未来一定年限内产生的两大价值(即预期的租金或收益)按社会贴现率折现后的现值作为资源环境价值。其计量公式为：
V=V1+V2
V1=qRo／r
V2=A(1+K)／(nQ)
式中，V为资源环境价值；V1、V2分别为资源环境的商品价值与服务价值；Ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；A为投入总额；Q为受益资源总量；n为受益年限；K为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。3．4边际机会成本法(MOC)
边际机会成本法基于效用价值理论，该理论认为任何经济活动的成本代价不仅包括对生产各个要素的消耗，而且也包括由于外部不经济行为对生态系统所造成的代价。因此，理论上任何资源环境产品的价格P等于其边际机会成本(MOC)，MOC又等于资源环境产品的边际生产成本(MPC)、边际资源耗竭成本(MUC)与边际环境成本(MEC)之和。即：
P=MOC＝MPC+MUC+MEC
生态资本价值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．
式中，MPC常用生态价格定价法或影子价格法计算，较为准确、简便；P为资源环境产品的现行市价。该法主要适用于生产性资源环境价值的核算。
3．5总和价值法
该理论认为生态资本价值核算方法应该从马克思价值理论的全部论述中去寻找结果。这部分学者认为，生态资本价值不单单是指直接投入其中的人的劳动价值，还包括生物有机体的所有权和使用权的价格，以及生态系统服务地租。也就是说，生态资本的价值等于人类直接投入的劳动、生物有机体的使用价值与所有权价值和生态系统服务级差地租之和。投人生态系统的人的劳动包括投入人工生态系统的劳动和维护自然生态系统的劳动，是抽象的一般社会必要劳动；生态有机体的使用价格实际上是生态系统服务所有权与使用权转移的货币表现，它是经济所有权存在，生态系统被所有者控制，生态系统因所有权规律而产生一种现象，即当社会需要交换资源环境时，生态系统由于有用性而获得价格；生态系统服务级差地租是生态系统服务的差别为基础的地租。
3．6替代价值法
替代价值法根据效用价值论，将不能直接进行价值计量的资源环境，按其各项主要功能分别选用合理的计量方法进行功能替代，计算各项功能的价值，将总价值视为资源环境价值。替代价值法主要有较为可靠的市场价值法、旅行费用法，以及主观性较强、可靠性较低的调查评价法、支付意愿法等。它主要适用于计量资源环境的服务价值，应用时应优先选用较为可靠的替代方法。
4生态资本价值核算与可持续发展
经济理论认为，能够带来收益的东西称为资本。生态系统，无论是天然的生态系统还是已投入了人类抽象劳动的人工生态系统都可以为人类带来巨大的社会财富。按照资本能带来收益和财富的概念以及生态系统为人类带来巨大收益和财富的事实，生态系统无疑是资本。但是，长期以来我国都没有对这种资本进行行之有效的管理，经济发展也为之付出了巨大的资源和环境代价，经济发展带来的好处并不明显。所以，加强生态资本管理，制止生态系统耗减和质量下降的趋势。通过技术进步、资源利用和环境改善，限制不合理的经济增长计划，适度地开发和利用资源环境，加强生态系统的管理已成为当务之急。但是，其中最为重要的是进行生态资本的价值核算，准确评估经济活动造成的资源浪费和环境退化数量，事前分析不同经济政策对资源和环境造成的影响，以便决策，从而构建一套能够提供可持续经济增长趋势和经济预警信号的绿色国民经济核算指标体系，实现可持续发展。
4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础
生态系统对社会经济的贡献有公共品或准公共品的属性，长期以来，资源环境的产权很难界定清楚或产权得不到保障。众多微观个体构成的群体共同拥有、享用资源环境，对于占用或利用资源环境的利益相关者来说，这些生态系统产品具有稀缺性，对于构成这些群体的个体来说，由于权益分别、交换的代价远远大于它们获得收益，人们更乐于作为免费搭车者，而不愿为享受生态系统付出代价。因此使用者感受不到生态系统的稀缺性，价格机制不能刺激使用者保护生态系统。市场机制的引入，由于使用者已经逐渐意识到生态系统潜在或实际的短缺，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立现代化企业制度，可为经济绿色发展奠定基础。
4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径
长期以来生态系统与经济发展之间存在着尖锐的矛盾。但是，20世纪末兴起的知识经济为经济的发展开辟了新的途径，经济的发展的主要源泉不再是劳动力、资本或原材料，世界经济的增长也从增加投入型变为知识和技术进步型。我国已经确定了可持续发展战略，将调整和优化产业结构，建立一套绿色资源环保型社会经济发展体系，走持续发展道路。
4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件
伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，严重阻碍了经济的发展。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。现在，各国在进行政府决策时，更多的是将生态系统与经济发展作为一个整体考虑，进行资源环境核算，使人们正确地看待经济增长成本，注重经济增长质量。
中图分类号：S181；F062.2 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3685-02
在过去的50年里，世界范围内40%的农田出现退化，这不但削弱了农田生态系统提供服务功能的能力，更引发了一系列的生态环境安全问题，威胁到人类社会的可持续发展。而最近十年，随着环境污染问题的加剧，食品安全问题愈发突出。对于某些限制开发区域来说，农田的直接经济价值并非其服务价值的主要部分，农田生态系统的各项生态服务功能日益引起人们的重视，并尝试在实践中将其作为确定农业生态补偿标准上限的依据。此次研究在借鉴前人已有研究成果的基础上，对湖北省农田生态系统服务价值进行初步测算，拟为农业生态补偿标准的确定提供依据。
1 研究方法与指标
生态系统服务功能价值评价方法一直是生态学领域的热点，计算方法很多，如机会成本法、防护成本法、基本成本法、生产成本法、人力资本法、置换成本法、旅行成本法、市场价值法、影子价格法、影子工程法等，然而按照上述方法计算出来的生态系统服务功能的价值往往非常大[1-10]。本文所用到的相关指标及计算公式，参考胡喜生等[5]关于非建设用地生态系统服务价值估算方法，主要用到以下指标。
1.1 生态系统服务价值当量因子
对于生态系统服务价值当量因子，针对其所得数据偏差较大的问题，有学者在对我国200位生态学者进行问卷调查的基础上，制定出我国生态系统生态服务价值当量因子表，给出中国陆地生态系统单位面积生态服务价值当量因子[2]。生态系统生态服务价值当量因子是指生态系统产生的生态服务的相对贡献大小的潜在能力，定义为1 hm2全国平均产量的农田每年自然粮食产量的经济价值。以此可将权重因子表转换成当年生态系统服务单价表，经过综合比较分析，确定1个生态服务价值当量因子的经济价值量等于当年全国平均粮食单产市场价值的1/7。
1.2 研究区域某种生态生产性土地的作物面积、产量和价格
依据总产量、总产值和面积计算出该区域各类生态生产性土地单位面积价值。主要作物的面积、产量、总产值来源于各地区年鉴，在此基础上经计算得到各种主要作物单位面积价值。
1.3 计算公式
在以上公式中，Pa为一个服务价值当量因子的经济价值量；Pi为i类土地生态系统单位面积的经济产值；Pij为i种土地生态系统j服务功能的单位面积价值；eij为i种土地生态系统j种服务功能的当量数。在生态生产性土地的划分中，非建设用地耕地、林地、草地、水域都可以按以上公式计算。本研究仅以耕地为例计算。
2 湖北省的农田生态系统服务价值测算
湖北省农田生态系统服务价值的计算，主要是参考胡喜生等[5]以福州市为例研究的基于生态系统服务价值的土地转移机会成本核算，借鉴其对农田生态系统服务价值的计算方法，核算湖北省农田生态系统服务价值。根据《湖北省统计年鉴》公布的湖北省主要农作物（包括粮食、棉花、油料、肉类、水产品），选择农地产出粮食、棉花、油料这3种农作物的单位面积经济价值（表1）来计算其他生态系统服务功能的经济价值。
根据已有研究及湖北省的具体情况，将各类土地利用类型与最接近的生态系统类型联系起来，从而给出各种土地生态系统单位面积的服务价值当量数。其中耕地与农田对应，可计算出不同土地生态系统的单位面积生态服务价值（表2）。
鉴于笔者对湖北省农地生态系统服务价值的研究还处于初步探索阶段，为了可靠起见，先研究农田（耕地）的生态系统服务价值，林地、草地、水域可采用同样方法进行计算。
3 小结与讨论
以农业大省湖北省为例，对其耕地生态系统服务价值所包含的气体调节、气候调节、水源涵养等功能进行测算。研究表明，湖北省耕地系统提供着较高的服务价值，其服务功能总价值约为13 205元/（hm2·a）。湖北耕地系统服务价值的大小排列为废物处理>水源涵养>生物多样性保护>气候调节>食物生产>气体调节>原材料供应>娱乐文化。可以看出，废物处理服务价值占总价值的26%，是耕地生态系统中相对较强的一项服务功能。娱乐文化价值仅占0.16%，是耕地生态系统中相对较弱的一项服务功能。
耕地生态系统既有自然生态系统的基本特征，又具有社会经济系统的一些特性，对其生态系统服务功能价值进行研究，有利于为生态补偿标准制定提供依据和指导，提高公众的生态意识。研究为可靠起见，仅选取湖北省2010年的数据，对耕地系统进行评价，计算结果只是耕地系统的服务功能价值，对于农田生态系统服务功能评价指标、评价方法的选择，还有待进一步探讨和完善。
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中图分类号：C812 文献标识码： A 文章编号：1006-5954（2012）04-72-03
一、都市型现代农业生态服务价值概念提出的背景
在北京经济社会的加速发展和快速城市化进程中，农业的经济价值在国民经济中的份额逐年降低，农业的基础作用和重要功能渐渐被忽视。国务院对《北京城市总体规划（2004年～2020年）》的批复中，明确了首都的城市功能定位，建设“宜居城市”成为首都的重要功能之一。“十五”期间，市委、市政府明确将都市型现代农业作为未来农业的发展方向。农业的功能从传统的单一生产功能向都市型现代农业的多功能拓展。农业的生态功能越来越凸显其重要作用。
农业生态系统在一定范围内具有自我调节和净化污染物的能力，对人类的经济和社会可持续发展贡献巨大。2012年2月，国务院常务会议新修订的《环境空气质量标准》，将PM2.5纳入各省市强制监测范畴。北京为实现2015年PM10和PM2.5浓度比2010年下降15% 、PM2.5浓度≤60微克每立方米的目标，提出大面积植树造林、增加水域面积、加大工业结构调整等八项措施，通过转变经济发展方式、加强生态环境管理，提高经济增长质量和居民居住环境质量。
水资源的紧缺和耕地的减少成为北京生态环境建设和未来经济社会可持续发展的瓶颈。《北京市城市总体规划（2004年～2020年）》对北京市的生态环境建设做出了部署，划定了生态涵养发展区，通过对区县进行功能定位来保护北京的生态环境。生态涵养发展区的经济发展、转型让步于生态建设，需要客观反映生态环境的重要价值，并以此作为建立相应生态补偿机制的依据，实现全市各功能区的经济、社会、生态环境的可持续协调发展。农业的价值也需要从生产、生活、生态多功能服务首都经济社会发展的角度被重新评价。
二、都市型现代农业生态服务价值的概念
为了全面反映北京都市型现代农业发展现状，客观评价农业在经济社会发展中的作用，有效监测北京生态和环境发展状况，我们从都市型现代农业的角度出发，以都市型现代农业的生产、生活、生态多功能发展为思路，以生态经济学理论为支撑，提出了“都市型现代农业生态服务价值”概念，并建立了相应的监测评价指标体系。
农业生态服务价值是指农业范畴所包含的所有资源和人类活动给人类所带来的直接和间接的效益。
农业生态服务价值包括三部分：直接经济价值指以货币形式表现的农林牧渔业的全部产品价值、对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值以及湿地生态系统特有的供水价值；间接经济价值指农业范畴内的所有自然资源（生态系统）由于其特有的生态优势，在传统农业以外给人类所带来的、在现实经济生活中实现的经济效益；生态与环境价值指农业范畴中的自然资源（生态系统）为改善人类的生存条件和生活环境带来的、没有在现实经济价值中实现的效益。
三、都市型现代农业生态服务价值监测评价指标体系
北京都市型现代农业生态服务价值测算范围包括农田、森林、草地、湿地四大生态系统。都市型现代农业生态服务价值一级指标框架包括直接经济价值、间接经济价值和生态与环境价值3个部分，二级指标12个，三级指标36个。
（一）直接经济价值
1.农林牧渔业总产值：是指以货币表现的农林牧渔业的全部产品总量和对农林牧渔业生产活动进行的各种支持型服务活动的价值。
2.供水价值：是指以货币表现的湿地供给的维持正常社会生产和居民生活的水资源的价值。
（二）间接经济价值
1.文化旅游服务价值：是指依托农业独特的资源优势，给人们创造了舒适的旅游、休闲、科研、教育环境，并因此带动消费所产生的价值。
2.水电蓄能价值：是指利用河流、湖泊等位于高位能的水流至低位，将其中所含的位能转换成水轮机的功能，再利用水轮机作为原动机，推动发电机产生电能所产生的价值。
3.景观增值价值：在城市中，景观价值尤其是土地价值是由土地区位、交通状况、周围环境等因素综合决定的，其中由森林、湿地等农业资源直接影响所产生的增值就是景观增值价值。
（三）生态与环境价值
1.气候调节价值：生态系统中的绿色植物在生物生产中调节大气中氧气变化，固定大气中的二氧化碳，减缓地球的温室效应，保证生命活动的基本气候条件，同时具有防风、增湿、调温等改善气候的功能。这里主要是指生态系统固定二氧化碳和释放氧气、调节气温、调节湿度的功能价值。
2.水源涵养价值：生态系统的存在可以大大增加土壤对降水的吸收，减少地面径流，尤其湿地生态系统还具有蓄水和补给地下水，维持区域水平衡的重要作用。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是水源涵养价值。水源涵养价值包括调蓄地表水价值、补充地下水价值、拦截降水价值、涵蓄降水价值。
3.环境净化价值：生态系统的植物能够对大气污染、土壤污染以及水污染起到净化作用。绿色植被在植物抗生范围内能通过吸收而减少空气中硫化物、氮化物、卤素以及粉尘等有害物质的含量，在一定程度上还能吸收土壤以及污水中的部分污染元素。生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是环境净化价值。环境净化价值包括降低粉尘价值、释放负氧离子价值、净化水质价值、吸收有害气体、减噪的价值、释放植物杀菌素价值、消解固体废弃物七个方面的价值。
4.生物多样性价值：生物多样性包括生态系统多样性、物种多样性和遗传多样性三个层次。多种多样的生物是人类赖以生存和发展的物质基础。北京地区复杂多样的地形、气候、土壤和湿地资源，为植物保育和野生动物的繁衍生息提供了多样的环境。生态系统的这种功能对于人类的价值就是生物多样性价值。生物多样性价值包括珍稀动物价值和植物保育价值。
5.防护与减灾价值：是指由于生态系统的存在，在减少风沙侵蚀、调蓄洪水过程、改善农田生态环境、提高农作物产量和质量等方面发挥的作用。防护与减灾价值包括洪水调蓄价值、农田防护价值、防风固沙价值。
6.土壤保持价值：由于生态系统的存在，植被和枯枝落叶层的覆盖可以减少雨水对土壤的直接冲击，保护土壤减少侵蚀，保持土地生产力；并能保护海岸和河岸，防止湖泊、河流和水库的淤积，生态系统的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤保持价值。土壤保持价值包括避免废弃土地价值、减少养分流失价值、减少泥沙淤积、滞留价值。
7.土壤形成价值：生态系统的植物根系从土壤吸收营养物质合成新的生物生产量，保存在植被中的这部分营养物质避免了养分受雨水淋洗的直接流失，而有机物以枯枝落叶的形式输送到土壤中而被生态系统重新利用，体现了森林生态系统中森林植被在养分循环和累积过程中的作用。森林生态系统特有的这种功能对于人类所产生的价值就是土壤形成价值。土壤形成价值包括植被养分累计价值和枯落物分解价值。
四、都市型现代农业生态服务价值监测测算方法
本体系将现有的统计制度和专业领域研究有机结合起来，分别对都市型现代农业生态服务价值的三个组成部分进行统计和测算。
（一）直接经济价值
农林牧渔业总产值采用北京郊区统计制度中“农林牧渔业总产值”的相应计算方法。供水价值采用水资源管理部门的地表水供水量和测算得到的地表水中水产生量，结合价格管理部门的综合水价和再生水价计算得到。
（二）间接经济价值
采用北京统计报表制度中的旅游等专业统计方法和部门统计数据，结合调查得到水景观因子等参数计算文化旅游服务价值；依据部门统计中的水力发电量和电价得到水电蓄能价值；结合北京市土地基准地价以及农业生态系统的影响范围核算景观增值价值。
（三）生态与环境价值
农业生态与环境价值以统计数据、部门数据和研究机构数据为基础，利用生态学、经济学等领域已有的相关研究成果，结合统计遥感测量，采用被专家普遍认可和使用的方法将无形的、无市场价值的农业生态与环境价值转化为有形的、可计算的价值。具体测算方法主要包括市场价格法、替代工程法、影子价格法、机会成本法和支付意愿法等。
五、都市型现代农业生态服务价值监测结果
据测算，2010年北京都市型现代农业生态服务价值贴现价值为8753.63亿元，比上年增长1.8%；年产出价值为3066.36亿元，比上年增长3.1%。
北京都市型现代农业生态服务价值年值构成中，直接经济价值为348.83亿元，占总价值的11.4%，比上年增长4.1%。
间接经济价值为1002.75亿元，占总价值的32.7%，比上年增长7.2%。
生态与环境价值为1714.78亿元，占总价值的55.9%，比上年增长0.6%。
2010年，北京都市型现代农业生态服务价值年值比上年增长3.1个百分点。其中，直接经济价值、间接经济价值、生态与环境价值分别拉动总价值增长0.5个、2.3个和0.3个百分点。
12项二级指标中，生物多样性价值、景观增值价值、气候调节价值和文化旅游服务价值分别占都市型现代农业生态服务价值年值的20.7%、18.5%、18.4%和14.1%，分别比上年增长0.4个、2.6个、1.2个和13.9个百分点。
除水电蓄能价值和环境净化价值比上年略有下降外，其余10项指标均呈增长趋势。2010年北京市旅游总收入同比增长13.3%，带动文化旅游服务价值比上年增长13.9%，增长量占总增长量的58%，拉动总价值增长1.8个百分点。景观增值价值、农林牧渔业总产值和气候调节价值增量分别占总增长量的15.9％、14.3％和7.1％，分别拉动总价值量增长0.5个、0.4个和0.2个百分点。
参考文献
中图分类号：F301；F205；N31 文献标识码：A 文章编号：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
生态系统服务价值是指人类从生态系统中获得生活必需品并且保证生活质量这两部分的所有惠益。人类直接或间接地运用其过程、结构和功能来获取生存发展所需要的支持和服务。生态系统服务功能是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1]。生态系统服务价值维持着人类的生存和发展，是人类所必需的自然资本。科技的不断发展影响生态系统服务功能，但是不可以替代自然生态系统服务功能。随着可持续发展的不断深入和研究，保护和维持生态系统服务功能已经成为可持续发展的重要基础。对于生态系统服务价值的研究是国内外研究可持续发展的热点之一。近些年来，国外学者对生态系统服务价值做了诸多的理论和实例研究[2-5]，国内研究者也分别从不同区域尺度进行了积极探讨[6-11]。研究表明，开展土地利用背景下的生态系统服务价值的定量分析和区域比较，对促进区域生态建设和可持续发展具有重要意义。
土地利用总体规划是在一定区域内，根据国家社会经济可持续发展的要求和当地自然、经济、社会条件，对土地的开发、利用、治理、保护在空间上、时间上所作的总体安排和布局，是国家实行土地用途管制的基础[12]。土地利用总体规划是以经济效益为目标的，在这种目标下，土地的利用类型会发生变化，从而导致系统生态服务价值的变化。诸多学者将优化生态系统服务功能与土地利用总体规划相结合，对土地利用总体规划进行定量分析，协调经济效益和生态效益的关系，从而使土地利用总体规划更具科学性和直观性[13-17]。这对维持生态平衡、建立科学合理的土地规划利用方法具有重要指导意义。
1 基础数据来源与研究方法
1.1 基础数据来源
根据《怀来县土地利用总体规划（2010―2020）》、《怀来县土地利用现状（2010）》图件和文本等获取研究区土地利用类型数据。并将这些数据进行分类，即耕地、园地、林地、草地、水域、建设用地和其他土地。依据《河北省统计年鉴》和《河北省国民经济和社会发展统计》得到研究区社会经济发展状况的基础资料。
1.2 研究方法
从土地利用总体规划引起的土地类型变化入手，运用LNOPT软件进行研究区现状的景观生态优化，对水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能5项功能选取不同的指标并结合专家打分法建立景观生态优化模型，将地区的景观建设引入土地利用总体规划中，并与现有的土地利用总体规划的生态系统服务价值进行对比分析。
LNOPT是2002年由Gruehn与Kenneweg提出，用于模拟中欧地区景观特色的生物评价模型。该模型是通过“函子”按照排列顺序进行数据处理，并进行动态反馈、数据层和多区域方法的运算。通过LNOPT的生物评估模型、社会经济评估模型和非生物评估模型这3个模型的平台分别对水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能进行数据转化、矩阵加权和数据计算。通过三步封装，提供一系列的计算，利用ArcGIS 9.3成图。
采用Costanza等[18]的生态系统服务价值估算方法对气候调节、生物多样性、气体调节、土壤保护、物质生产、废物处理、水源涵养、娱乐文化和原材料9种生态系统服务功能价值进行估算，得出研究区优化前后的生态系统服务价值总量。
2 景观生态模型的构建
2.1 水源涵养功能模型
水源涵养服务功能的意义在于研究区中的水资源调节程度。根据该区域中的河流、水库的地理位置，以及整个河流水资源的利用和径流的调节作用进行综合考虑。一般地区涵养水源功能是由于地表覆盖、土壤渗透和地形这3方面构成，它们主要受地表覆盖率，土壤渗透力，地形等因素影响。根据该区域生态系统涵养水源服务功能的影响因素和生态环境的特征，考虑数据可获得性，选择地形坡度、土壤渗透、植被覆盖度和含水量作为重要评价指标，根据怀里地区的地形地貌特征，降水分布情况、土壤以及植被覆盖，进行不同等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。
2.2 物质生产功能模型
从怀来县的生态系统服务功能出发，选择能够直接生产产品的功能进行评价。根据生态系统提供的农产品的能力作为重要的分级依据。评价研究区生态系统的物质涵养功能，结合该区域的地形地貌特征和产品生长条件，考虑该区域的数据可行性，选取土壤类型、剖面构型、有机质含量和坡度作为重要的评价指标，再根据该区域的地形地貌和生长条件进行等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。
2.3 土壤保护功能模型
土壤保护功能的评价是在土壤侵蚀性的基础上，依据土壤侵蚀情况和土壤侵蚀对河流或者水资源的影响来进行评价。怀来县地形比较复杂，以山地为主，其中大多数都是坡度大于25°的坡地，该区域容易发生土壤侵蚀，是怀来县山区最为主要的土地生态环境问题。
土壤侵蚀敏感性是方便分辨出土壤侵蚀的区域，分析它对人类活动的影响。美国通用土壤侵蚀方程（USLE）包括坡面土壤流失影响程度的主要因素，该公式在国内外得到了广泛的应用。通用土壤侵蚀方程（USLE）的表达式为：
A=R・K・LS・C・P（1）
式（1）中，A为土壤侵蚀量，R为降水侵蚀力，K为土壤质地因子，LS为坡度坡向因子，C为地表覆盖因子，P为农业耕作措施因子。其中，农业耕作措施是人为因素。
从土壤侵蚀方程中，可以看出影响一个区域土壤侵蚀的主要有地理条件、水资源、植被、土壤和人类活动五大因素，这些因素同时可以被用来表示某个区域对土壤侵蚀的敏感性。根据怀来相关文献和获得数据情况，本研究选取了土地利用类型、坡度、土壤质地、水资源分布和距林场、林地距离作为评价因子，并对各指标因子进行不同等级划分，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。
2.4 生物多样模型
怀来县拥有丰富的植物类型和复杂的生物群落，而植物是鸟类分布和多度的第一影响因子。鸟类常常作为植物群落的指示物种，进而反映栖息地及周边生态环境。本研究选取大白鹭作为怀来县的生态多功能优化的焦点物种，通过观察怀来县鸟类的生物习性、栖息地类型、生态特征等进行分析。大白鹭是大中型涉禽，栖息于平原和山地附近的河流、水田、湖泊及沼泽地带，以甲壳类、软体动物、水生昆虫以及小鱼、蛙、蝌蚪和蜥蜴等动物性食物为食，摄食区域主要是河流、沼泽等浅水区域。从大白鹭摄食地区的距离来看，大多数是在距离巢穴大约5～10 km范围内，少数在15～25 km的范围内，极少数在巢穴周围约2 km范围内摄食。本研究针对大白鹭栖息地和筑巢特征，确定影响大白鹭选择栖息地的因子，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。
2.5 娱乐文化功能模型
怀来县具有良好的生态环境，拥有官厅水库、休闲度假太师庄、葡萄庄园、自然风景区等户外游憩空间，游憩资源具有类型多、数量大、分布广的特征。本研究根据研究区的各地区景点以及地形地类的分布情况，考虑研究区的数据可行性，选取坡度、土地类型、距农村道路和公路的距离、距水体的距离和距景区（特殊用地）的距离这5个因子作为评价指标，各指标的分级、赋值和权重通过专家打分法确定。
综上所述，运用LNOPT软件平台的非生物评估程序对水源涵养、物质生产、土壤保护功能进行优化，运用生物评价程序对生物多样进行优化，运用社会经济评价程序对娱乐文化功能进行优化。首先是运用GIS软件对怀来县遥感影像图解译，并进行矢量化和编辑处理每个图形的属性，再运用插值计算，将其表面数据转化成栅格图层；第二步，根据LNOPT软件的应用程序，确实功能因子，通过专家打分法确定每个因子的分值；第三步，对水源涵养的因子进行相关性检查，并且运用专家打分法确定权重，确定每个因子的权重分值；第四步，运用LNOPT软件平台，结合栅格数据，通过权重加权的方法进行计算；第五步，经过LNOPT平台数据验证模型以研究区现状为样本进行校正，确定该区域功能的景观优化图，结果见图1～图5。
2.6 综合生态系统服务功能景观优化模型
综合以上水源涵养功能、物质生产功能、土壤保护功能、生物多样和娱乐文化功能的景观生态优化模型，建立综合的景观生态优化模型。这5项生态系统服务功能的景观生态优化模型是具有同等重要性的，将其赋予相同的权重。将这5项生态系统服务功能的景观生态优化模型运用LNOPT软件中的矩阵加权方法进行叠加，根据最终分值确定怀来县生态系统服务价值景观优化模型（图6）。它们形成了连续而完整的生态系统服务功能格局，为区域生态系统服务的健康和安全提供保障。
高水平区域是生态系统服务功能在城市发展中最重要的保障范围，是不可打破的生态红线，是需要严格控制和特殊保护的地带，应该纳入城市的禁止区域和限制建设区；中水平区域是生态系统服务功能比较限制的区域，该区域可以发展农业、建设用地，适合开展一些旅游景点供给人们进行旅游和观赏；低水平区域是应该加强生态环境建设的区域，如在城市周围增加绿化，减少建设用地。这种景观生态优化模型维护了城市的基本生态环境，是怀来县可持续发展的基础保障，为城市建设提供一定的界线。
3 研究区生态系统服务功能变化分析
3.1 研究区生态系统服务价值系数计算
生态系统服务价值当量因子指生态系统产生生态服务相对贡献大小的潜在能力[19]，将全国农田1 hm2粮食自然产量的经济价值定义为1，其他生态系统服务价值当量因子表示该生态服务相对于农田生态系统生产服务的贡献大小，本研究依据谢高地等[6]制定的不同省份农田生态系统生物量因子表，对怀来县所在地区的生态系统服务价值当量系数进行修正（河北省的修正系数为1.02）。
没有人力投入的自然生态系统提供的经济价值等于当年平均粮食单产价值的1/7[20，21]，中国2005年单个生态系统价值当量的经济价值为449.1元/hm2，结合2006年《河北省统计年鉴》的相关数据，可以计算得出2005年环京津地区平均粮食产量为4 683.35 kg/hm2。全国地均粮食产量为5 896.50 kg/hm2，据此为标准对全国的生态系统服务价值当量价值进行系数修正，确定该地区单个生态当量的价值为356.70元/hm2，据此可得到该研究区单位面积土地生态系统服务价值系数（表1）。
本研究中生态服务价值当量因子按以下方法进行归类：耕地――农田，林地――森林，草地――牧草地，水域――水体，建设用地――居民点及工矿用地和交通用地；园地以本研究区的牧草地和林地的平均值为其生态系统服务单位价值[22]。
3.2 研究区生态系统服务价值计算
根据单位面积土地生态服务价值系数和各利用类型土地面积可以得出怀来县生态系统服务功能的总经济价值，其计算公式：
ESV=∑（VCk×Ak） （2）
式（2）中，ESV为土地生态服务价值，单位为元；VCk为第k类土地利用类型的生态服务价值系数，单位为元/hm2；Ak为第k类土地利用类型的总面积，单位为hm2。
依上可以得出怀来县2010年各类土地生态服务价值量（表2）。
从表2中可以得出研究区现状各类土地生态系统服务价值量。研究区域的林地面积居多，而且单位面积生态系统服务价值比较大，因此林地的生态系统服务价值总量最高，为3.541 3×108元。由表1可知，湿地的单位面积生态系统服务价值量比较高，但是生态系统服务价值总量受到土地类型面积的影响，湿地的生态系统服务价值量仅4.149×107元。同理，水域的生态系统服务价值为2.297 6×108元。研究地区中建设用地面积相对较大，且单位面积生态系统服务价值量变现为负效应，其价值量为-5.557×107元。研究区现状的各类土地生态系统服务价值总量为9.533 3×108元。
3.3 各类土地利用类型生态系统服务价值变化
由表3可知，依据土地利用总体规划方案，怀来县在土地利用总体规划前的总生态系统服务价值是9.533 3×108元，土地总体规划后总生态系统服务价值有所减少，为9.438 3×108元，总体减少9.50×106元。土地利用规划后，只有耕地增加了5.09×106元，其他土地利用类型的生态服务价值量均有下降，最为明显的是园地，为6.27×106元，水域的变化量最小，为4×104元。
