时间：2023-06-27 17:58:40
开篇：写作不仅是一种记录，更是一种创造，它让我们能够捕捉那些稍纵即逝的灵感，将它们永久地定格在纸上。下面是小编精心整理的12篇生态系统的直接价值，希望这些内容能成为您创作过程中的良师益友，陪伴您不断探索和进步。
关键词：生态系统服务；价值；时空特征；松桃县
中图分类号：F062.2
文献标识码：A 文章编号：16749944（2017）10011605
1 引言
生态系统服务是指生态系统在生态过程中为维持系统本身正常运作以及人类生产、生活持续进行的自然环境条件和物质基础[1，2]，包括光合作用、生态产品（食物等生物资源）和生态服务（污染物运移、净化）等，其时空特征直接关系到区域社会经济的可持续发展和生态环境质量的健康程度。20世纪90年代以来，生态系统服务价值的定量评估逐渐成为国内外生态经济学和环境经济学研究领域的热点问题[3，4]。
土地利用类型直接表征出人类活动对生态系统服务的利用方式，其景观格局与过程也直接体现出生态系统的时空差异与服务价值量的区域性。近年来，国内外学者已从不同的尺度开展了土地覆被变化背景下的生态系统服务价值评估研究，在生态系统价值理论、主要生态系统功能和生态系统价值评估方法等方面取得了重要进展。如Costanza等[5] 首次明_了生态系统服务价值估算的原理及方法，并利用生态经济学方法对各类生态系统价值进行定量化；Hein等[6]构建了增强的生态系统服务的估值框架，分析生态系统服务价值的空间尺度效应；谢高地等[7]采用专家问卷调查法对Costanza 等提出的评价模型进行改进，对单位面积生态系统服务价值当量进行调查，建立了中国陆地生态系统单位面积服务价值表；宋佳楠等[8]利用区域社会经济生态协调系数对传统的生态系统服务价值测算模型进行修正；唐秀美等[10]根据不同生态区位赋予不同的生态区位系数，实现对用地类型的生态服务价值的修正；石等[10]利用中国1999～2008年土地利用和GIMMS遥感影像的NDVI数据，计算和分析了近10年内中国陆地生态系统服务功能价值的时空变化；以往研究表明，我国生态系统服务价值研究虽起步较晚，但其评估尺度广泛、类型多样，主要涵盖某一区域范围或单一生态系统的生态系统价值评估，即多集中于国家、省级、流域尺度[11～13]、森林[14]、草地[15]、河流[16]等生态系统上，但对县域尺度的生态系统服务价值时空特征分析相对较少，评估结果往往不能反映区域差异性。另外，随着GIS、RS等技术的发展及其在生态系统领域评估中的应用[17]，生态系统服务价值时空特征分析已成为当前主要研究趋势之一。因此，笔者以贵州省松桃县2005、2010年两期遥感解译影像为例，采用RS和GIS空间分析技术，评价县域尺度的生态系统服务价值的时空异质性，揭示城市化过程对生态系统服务价值的空间格局影响程度，以期为松桃县生态环境与社会经济的可持续发展提供理论支持。
2 研究区概况
松桃县隶属于贵州省铜仁市管辖，地跨东经108°35′42″～109°23′30″，北纬27°49′40″～28°30′20″，国土总面积3409 km2，与湖南湘西、重庆市秀山、酉阳毗邻，是苗族聚居较多的一个少数民族自治县。全县地质构造复杂，具有多个皱褶和断层构造，地势中部低，东西部高，按照地貌组合特征可分为中山地峡谷、山间盆地、丘陵河谷、中低山沟谷和中低山丘陵等5种地貌，包含1637.9 km2的喀斯特地貌和1223.6 km2的非喀斯特地貌。该县属中亚热带季风气候区，受亚热带季风气候的影响，四季分明，径流密度大，地表年径流量达25.44亿m3，且雨量充沛，年平均降水量为1416 mm，年平均日照达1228 h，但由于地形和海拔（县域海拔介于285～2494 m之间）的差异，山地小气候类型多样，生物多样性突出，森林植被和中药材资源丰富。另外，松桃县社会经济发展速度较快，城市化水平高，2015年全县GDP达到103.44亿元，三大产业结构比为26.7∶32.7∶40.6，人均GDP为 21132元。
3 数据与方法
3.1 数据来源
以松桃县1∶50000 地形图为参考，在ENVI 5.0 软件支持下分别对2005年、2010年两期LANDSAT 影像校正，在建立解译标志的基础上对遥感影像进行解译。为便于分析，将研究区的土地利用类型合并为6 种类型： 水田、旱地、林地、水域、草地、建设用地，并以2.5 m高清遥感影像为参照，对解译的数据进行精度检验，三期土地利用分类的总精度和Kappa 指数等均大于0.85，其分类结果达到精度要求。从而得到松桃县历年土地利用类型图。
3.2 研究方法
3.2.1 生态系统价值计算
该研究基于谢高地等[7]提出的中国生态系统单位面积生态服务价值当量，以单位面积农田提供的食物生产服务经济价值为依据，确定符合松桃县土地利用/覆被变化背景下的生态系统服务价值计算公式[18]：
ESV=∑AkCk （1）
式（1）中：ESV为生态系统服务价值（元/a）；Ak为第k类土地利用类型分布面积（hm2）；Ck为单位面积的生态系统服务价值（元/hm2・a）。另外，由于耕地划分为水田和旱地，但两者的生态系统服务价值量差异明显，根据以往研究经验，将耕地的生态价值量以0.6∶0.4的比例分别赋予水田和旱地（表1）；水域对局部空气调节主要在为大气提供蒸发量，保障空气中水汽的稳定性，故以气候调节价值的50%为水域的大气调节功能价值，从而得到研究区各类生态系统的价值当量。
3.2.2 时空特征分析
（1）变异系数。变异系数可以衡量松桃县不同年份生态系统服务价值的空间离散程度，以及不同地区生态系统服务价值的时间离散程度，其计算公式为[19]：
CV=1k1n∑ni=12Ki|K （2）
（2）空间相关性。相关分析可以定量描述两个变量之间的线性相关程度，明确两个变量之间的相关方向[20]。研究中采用Pearson 简单相关系数，以松桃县生态系统服务价值、不同土地利用类型在时空尺度的变异系数为变量，定量描述县域生态系统服务价值与其用地变化之间的关联性系，其计算公式为：
4 结果与分析
4.1 生态系统服务价值的时序变化
根据生态系统服务价值计算公式和各生态系统单位面积的价值当量，计算出松桃县历年生态价值量（表2）。由表2可知，松桃县2005、2010年生态服务价值总量分别为5038.51×104元、5015.23×104元，整体呈下降的趋势，2005～2010年期间生态系统价值减少共24.12×104元，年均下降率为0.12%。总体而言，松桃县2005～2010年间水田、旱地、林地的生态服务价值变化趋势均为逐渐下降，草地的生态服务价值则上升，水域的生态服务价值则保持不变。其中，林地生态系统的服务价值从2005年的4160.34×104元下降至2010年的4125.46×104元，与其他生态系统相比，同期下降幅度最为明显，在2005～2010年间下降幅度达24.12×104元，年均下降率达到0.12%；水田、旱地作为耕地的重要组成部分，两者的生态系统服务价值也从525.36×104元下降至522.67×104元，其历年年均变化率相差不太明显，如2005～2010年水田下降率仅比旱地下降率相差0.04%，但水田的变化幅度要明显小于旱地，其因为旱地面积较大，且容易受人类活动的影响，特别是城市边缘带旱地占用现象普遍；草地面积的增减主要受旱地撂荒和建设用地占用的影响，2005～2010年间草地面积增加4.27 hm2，对应的生态系统价值增加3.53×104元，年均增长率为0.2%。其因为2005～2010年间城市化水平不断提升，农业人口转化成工业人口趋势明显，耕地荒废后成为草地，导致草地面积上升，其生态价值也随之上升。总之，研究期间土地利用结构的改变对松桃县生态系统总服务价值产生了较大影响，按价值大小排序为林地>旱地>草地>水田>水域>建设用地，尤其是旱地、水田和水域的变化比较显著，变异系数均在1.30以上，而林地和草地的变异系数则分别仅有0.50和0.74，基本是其余三者的1/2倍，这也说明林地和草地在松桃县的生态系统服务价值占有非常重要的作用。
4.2 生态系统服务价值的空间分异
分析采用以乡镇为单位的生态系统服务价值来表征区域间的价值差异（表3），从生态系统空间特征来看，2005年间松桃县生态系统价值较高的乡镇是寨英镇、乌罗镇和盘信镇，三者生态系统服务总价值均高于3×104元，其比重比均值也达到7.14%，其次为迓驾镇、正大乡等22个乡镇，其生态系统服务价值在1.16×104～2.07×104元之间，但其总比重达到73.14%，最后比重较小的是妙隘乡、九江乡和大坪场镇，三者生态系统服务价值的总比重也仅有5.43%。从各个乡镇生态系统服务价值的变化特征可以看出，2005～2010年下降率最高的大兴镇，其值从1.88×104元下降至1.83×104元，期间总下降率为2.77%，其次，木树乡和长兴堡镇的下降率也达到2.22%以上，其缘于三个乡镇的林地或耕地生态系统面积减少，例如大兴镇的林地面积由6150.16 hm2下降至5886.24 hm2，年均下降52.78 hm2，直接导致了整个乡镇的生态系统服务价值量的降低。而增长率最高的乡镇却是寨英镇，其生态系统服务价值增幅达到0.19×104元，比重提升0.34%，也使得其增长率达4.92%。另外，全县生态服务价值增加的乡镇有18个，相应的比重由69.39%增加值69.90%，总体呈上升趋势。整体而言，松桃县各个乡镇的生态系统服务价值集中于1.72%～4.03%之间，寨英镇生态系统价值量最高，且呈逐年上升的趋势，其生态系统服务价值的比重平均值就达8.06%，其次为乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡和孟溪镇等4个乡镇，其比重介于5.38%～7.66%之间。
为便于松桃县各乡镇生态系统服务价值的空间差异进行对比，对松桃县各个乡镇的单位国土面积生态系统服务价值进行测算（图1），并采用自然断点法对松桃县各乡镇的生态系统服务价值进行分类，同时对各个乡镇的数值进行相关性分析，以识别生态系统价值的主要影响部分。从图2中可以看出，松桃县单位面积生态系统服务价值量共分为5类，由高到低依次为高值区、较高值区、中值区、较低值区、低值区。其中，东部的乡镇（大路乡-孟溪镇-普觉镇以东）单位面积生态系统服务价值多属于高值区、较高值区，其平均值为18259元/
hm2，西部的乡镇（妙隘乡-大坪场镇-平头乡-沙坝河乡以西）则以较低值区为主，对应的生态系统平均值仅有16767元/hm2，比东部地区乡镇少8.17%。
从2005～2010年间，高值区、较高值^、中值区的乡镇在数值上存在一定的变化程度，但其隶属的价值区并未发生变化，而较低值区、低值区的乡镇则变化明显，松桃县较低值区的乡镇由9个扩展到11个，长兴堡镇和迓驾镇由中值区转化成较低值区。
生态系统服务价值与土地利用相关性分析（表4）表明，各个乡镇之间的生态系统价值与林地的相关性最为紧密，两者相关系数的历年平均值为0.991。其次为水域、水田和草地，三者的平均相关系数分别为0.405、0.460、0.258，最后旱地的相关系数仅有0.015。这说明林地、水域等单位价值当量大的生态系统服务价值，其面积大小直接决定了区域生态系统价值总量。
5 结论与讨论
在融合RS和GIS技术的基础上，对松桃县2005年、2010年同时结合以往研究成果，从土地利用/覆被变化的视角，分析松桃县生态系统服务价值的空间特征，得出以下主要结论。
（1）松桃县生态系统服务价值总量在2005～2010年间整体呈下降趋势，且下降速度较快。10年间生态系统服务价值由2005年的5038.51×104元下降至2010年的5015.23×104元，下降幅度达24.12×104元，其直接原因在于林地和耕地面积的减少，导致林地、耕地生态系统价值量降低。另外，旱地、草地面积的大幅较少，也加剧了全县生态系统服务价值的下降，由此可见，区域内各生态系统功能彼此密不可分，土地利用方式的改变是不可忽视的因素。
（2）结合2005～2010年各乡镇的生态价值量空间特征发现，松桃县生态价值量较大的乡镇为寨英镇、乌罗镇、盘信镇、冷水溪乡、孟溪镇等5个乡镇，这些乡镇的历年生态服务价值总量均超过5.38×104元，特别是寨英镇的年均生态服务价值达到8.09×104元，为全县生态服务价值量最高的乡镇。从各乡镇的价值密度（单位国土面积生态价值量）来看，寨英镇、乌罗镇、冷水溪乡、孟溪镇等6个乡镇是价值密度较大的乡镇，妙隘乡、大坪场镇等乡镇既是价值密度低的地区，这表明价值密度是区域生态服务价值质量、数量的直观反映，生态服务价值直接决定生态密度。
（3）基于土地利用、覆被变化的生态系统服务价值评估，提供了一种评价生态系统健康质量或生态服务优劣的简易方法，对区域生态环境决策提供重要参考，但由于生态系统服务既受到土地利用、覆被格局变化的影响，也受到生态系统健康程度或生产力的影响，因此，单纯从土地利用类型面积的角度，分析生态系统服务功能是明显不足的，如疏林地与有林地以及乔木林与灌木林的生态服务差别， 此因素也对生态系统服务价值变化的影响不可忽视。这也是研究中不足的地方，下一步将针对不同生产力的生态系统的服务价值进行计算，以分析人类活动对生态系统服务功能的影响，实现区域社会效益、经济效益、生B效益相协调发展。
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关键词：持续发展；生态系统；企业；生态战略
广义的生态学是研究生物之间和生物与其环境之间相互作用的科学，以达到环境的保护和人类可持续发展的目的。近年来，运用生态理论来研究企业中的经营管理问题越来越被理论界和学术界所认可。目前，对企业生态学的研究可分为企业个体生态学和企业生态系统生态学两方面。从企业个体生态学的角度来看，企业可以被看做为一种特殊的生命体，它具有与生物高度相似的成长性、竞争性、环境适应性等特点。它具有与自然生命体相似的发育、成长、衰老和死亡的生命周期，也需要与外界进行物质、能量的交换。因此，生态学的理论与方法为研究企业成长问题提供了一种新的视角。
随着经济全球化的发展，企业间的竞争方式和范围已经超越了产品、行业。企业的生存与发展不仅取决于其本身，还受到它所处的生态环境的影响。因此，企业生态系统生态学是站在宏观的角度，以整个企业生态系统为中心，研究企业之间、企业与环境之间的相互作用。
这种竞争方式的转变对企业产生了深刻的影响。企业的成功与否将会在很大程度上依赖于他所从属的生态系统。因此，企业在制定战略时，不仅要分析自身的资源、能力，更要从其所属的生态系统的视角出发，制定相应的战略。传统的战略理论在目前这样的动态竞争环境中显得捉襟见肘，而基于生态理论的企业战略研究将会为企业制定战略提供崭新的视角。因此，运用生态理论研究企业间相互关系，有助于企业领导者正确制定企业成长战略，在竞争中立于不败之地。同时，也有利于对未来产业发展等领域的问题进行预测，为政府制定产业政策提供理论依据。
一、企业生态系统的要素
企业生态系统通过顾客需求将位于不同生态位的企业联合起来，创造价值。众多的企业在技术、资金、运作方面相互协作，形成一个价值共享的统一体。企业生态系统的一个重要因素是市场空间，它促使人们将设想通过技术进步加以实现。当市场中有了需求并被认可，再加上核心企业的推动，那么就会有更多的企业参与到这项事业中。
在企业生态系统中，每个企业的角色是不同的。扬西蒂和莱维恩把公司分为网络核心型、坐收其利型、支配主宰型、缝隙型四种类型。他认为网络核心型企业能够推动企业生态系统的健康运行，网络核心型企业提供了关键的平台，为生态系统创造价值并与其他成员共享价值；坐收其利型和支配主宰型通常不会促进系统的健康发展；而缝隙型企业数量众多，主要是依附于网络核心型企业的企业。
核心企业与缝隙型企业在资金、技术、运作等方面相互协作，共同创造价值。但是，缝隙型企业与核心企业在生态系统内的作用是不同的。缝隙型企业需要依附于核心企业。缝隙型企业与核心企业的划分也是相对而言的，在某一个局部，某一个缝隙型企业也有可能处于核心地位。因此，在企业生态系统内，核心企业与缝隙型企业之间形成了一种网状结构，共同满足市场需求。同时，与传统观念不同的是，在企业生态系统中，顾客不再被当做企业之外的因素，而成为了整个系统的一部分，其结构图（如下页图1所示）。
二、生态系统视角的企业战略分析
莫尔的生态系统战略是在以前战略理论的基础上，同时又结合了新的时代特点而产生的，因此它与以前的理论联系密切，同时又有不同之处。
第一，它将制定战略所需考虑的环境扩大了。制定战略不是仅仅从企业自身来考虑，而是从企业所在的企业生态系统的高度来考虑。企业所在的生态系统是否健康、竞争力如何、如何发展壮大在企业制定战略时显得更为重要。
第二，战略从关注企业自身的成长转变为关注企业所在的企业生态系统的成长和企业在生态系统中的地位的变化。正所谓皮之不存，毛将焉附，企业的命运与之所处的生态系统的命运休戚相关。企业要想生存，必须在生态系统中占据一定的生态位，确保别的企业的触角不会伸向自己的领域；企业要想壮大，则要努力成为生态系统中或者局部的生态系统中的核心企业。
第三，企业的绩效不仅仅取决于企业内部管理的好坏和行业平均利润，而是生态系统和其内部各成员关系的函数[1]。
第四，企业间的竞争由直接变为间接；合作逐步取代竞争。以往的单个企业和单个企业的竞争转变为生态系统和生态系统的竞争。这样，竞争从直接的竞争转变为相对间接的竞争。而在企业生态系统的内部，虽然各成员之间会竞争，争夺核心企业的位置，但是，他们之间的关系更多的是合作。企业生态系统之所以能存在是因为大家为了同一个目标而紧密地联系起来，共同满足客户的需求。
第五，战略的制定从基于产品或服务的竞争，演变为在此基础上的标准与规则的竞争[2]。
第六，从关注企业自身的资源到整合企业可以利用的资源。从古典战略理论学派直至资源学派，都是关注企业自身所拥有的资源。但是到了生态理论战略，由于企业间组成了生态系统，企业相互协作，因此企业不但可以利用自己的资源，还能够整合生态系统内其他企业的资源，从而创造更多的价值。
综上所述，基于生态理论的战略与以往战略理论的不同（如下表所示）。
以上的不同也决定了企业的组织结构的变化。企业生态系统比传统的组织更能够以顾客为导向。企业生态系统中顾客的喜好就好比是阳光。正如植物具有向阳性，企业生态系统则跟着顾客的需求走[3]。传统的组织中，零售商最先知道市场的情况，然后传递给分销商，再传递给制造商。当然由于市场的竞争，会有竞争者取代反应滞后的公司，但是这个过程漫长、无法直接传递到位。但是企业生态系统是一种扁平化的组织，通过建立界面和平台把它的参与者和顾客集合在一起，可以直接和顾客对话，知道顾客需要什么，什么应该被创造出来。同时，企业生态系统具有源源不断的创新的源泉和动力。企业生态系统和以前的组织形式不同，还在于它是一个开放的组织。以往的组织，战略联盟也好，供应链也好，都是一个相对封闭的组织。公司之间通过长期的合作形成对于彼此的信任，形成一个相对稳定的合作关系，从而形成一种相对稳定的组织。但是，企业生态组织是开放的组织。它随时欢迎新的参与者加入，它的大门随时向有志于从事这项事业的人或者组织打开。因此，这保证了企业生态系统能不断地创新，而价值正是来自于生态系统中不断的创新和进步。
三、基于生态系统的企业战略
以上对于生态系统战略的形成、结构、特点等进行了分析，那么在实际中，如何运用这种战略应对竞争？基于生态系统的企业战略分析框架是什么？针对这个问题，结合前人的研究成果，在加工、整理后提出了基于生态系统的企业战略分析模型。此模型围绕四方面分析：（1）分析现有的价值理念能否满足市场需求？（2）评估系统风险，包括依赖风险和整合风险。（3）创建价值创新和共享机制。企业的生态系统本质上来说也是一条由各个节点组成的价值链。（4）不断进行绩效评价，审视价值理念、系统风险、竞争优势是否发生变化，并根据变化情况重构生态系统或选择新的系统。模型（如图2所示）。
（一）核心企业战略
基于生态系统的企业战略模型分为了上下两部分，主要是因为核心企业和缝隙型企业在企业生态系统中的战略诉求是不同的。核心企业是企业生态系统的推动力量，他主要负责建立整个系统的价值共享机制、价值创新、整合资源，确保生态系统的竞争力和健康运行。而缝隙型企业则主要关注自己在生态系统中所处的位置，并保持自己的相对优势，参与价值创造的过程，同时在生态系统无法有效运行时，退出此生态系统，转而投向更具有竞争力的企业生态系统。对于核心企业而言：
1.分析现有的价值理念能否满足市场需求。所谓价值理念也就是用简洁的、概括的语言对将来生活的一种设想或想象。价值理念的革新来自于新的思想或者新的科技。正是价值理念的革新创造了新的需求，而新的需求是推动企业生态系统成长壮大的原始力量。当现有的价值理念没有改变，同时现有的价值创造和共享机制依然有效时，则可以巩固现有的生态系统，否则就需要重组企业生态系统。
2.评估系统风险。罗恩·阿纳德指出，一项技术在市场中能否成功，不仅仅取决于这个项目或技术本身，在很大程度上取决于外部的条件。这个外部的条件包括依赖风险和整合风险[4]。在生态系统中寻找符合本企业特点和条件的生态位。所谓依赖风险是指与配套的产品创新者进行协调的不确定性。所谓整合风险是指创新在价值链的周期所带来的不确定性。也许你将本企业的开发周期缩短了，但是价值链上的其他周期时间延长了，也可能导致整体时间的延长，从而使得预期的目标无法实现。
3.建立价值共享机制。新的价值理念可行，同时系统风险也可以预测和控制，那么就可以吸引参与者的加入，但是能否留住这些参与者，并建立起网络关系，就需要靠价值共享机制。通过压榨其他企业的利益而攫取价值链上的大部分利益对企业来说是一个短视的行为。
（二）缝隙型企业战略
对于缝隙型企业来说，他们通过评价核心企业所建立的企业生态系统的竞争力，同时结合自身的能力来确定是否加入到此生态系统中。如果加入，在生态系统中处于何种位置？选择何种生态位？建立什么样的网络关系？在此基础上，确定企业的战略目标并执行战略目标。通过对绩效评价来进行反馈。如果生态系统依然有效，但是企业的优势逐渐丧失或者生态位逐渐被侵占时，企业则需要提高自身的能力，继续
寻找合适的生态位。如果企业生态系统的活力或者价值渐渐丧失，那么企业就应该决定是否退出此生态系统，而转向更具有竞争力的生态系统。当然，在这个过程中，核心企业创建价值共享机制，缝隙型企业也不是被动接受的，他们也会参与到价值共享机制的创建和改善中去。
四、小结
竞争环境的变化正在对企业的竞争方式产生深刻的影响，而竞争方式的转变正在影响着企业的战略制定。从企业生态系统的视角分析战略正在拓展和超越传统的战略分析框架。本文提出了基于生态系统的企业战略模型，该模型围绕分析现有的价值理念能否满足市场需求；评估系统风险，包括依赖风险和整合风险；创建价值创新和共享机制；不断进行绩效评价四方面进行分析，并针对核心企业和缝隙型企业的不同战略诉求进行了区分。
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论文摘要：伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，阻碍着经济的发展速度。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。进行生态资本价值核算，构建绿色国民经济核算指标体系，其目的就是使人们正确地看待经济增长成本，注意经济增长质量，实现社会经济持续发展。
现有的国民经济核算体系只注意到了对社会经济的正面效应，没有反映负面效应所造成的影响，从而使得我国社会经济发展陷入到一个环境恶化、资源缺乏、生态失衡和不可持续发展的困境之中。因此，改革现有的国民经济核算体系，对资源环境进行核算，走“绿色发展”道路，是实现我国社会经济持续发展的唯一选择。
经济活动离不开物质资本、人力资本和生态资本三者共同作用。“绿色发展”就是以“绿色GDP”为发展目标，从现行的GDP中扣除资源环境成本和对资源环境的保护服务费用，在保障生态资本可持续发展的前提下，更多地以人力资本代替资源资本和环境资本，提高物质和能源的使用效率，使经济增长方式转变为低能耗、低污染。
1生态资本内涵
1．1生态资本定义
生态资本是相对人力资本和物质资本(实物资本与金融资本)而言的，表现为生态系统所有的资源生态潜力、环境自净能力、生态环境质量和生态系统对人类的整体有用性等生态质量因素的总和，是具有生态价值的资本。生态资本按空间构成关系可分为三类：(1)地质资本，包括矿物资源和化石资源；(2)地理资本，包括土壤资源、水力资源、气候资源和生物资源；(3)星际资本，包括光能和风能。而应纳入生态资本价值核算体系的只包括地质资本和地理资本这两种数量有限的资源。
1．2生态资本的特征
生态资本作为参与经济活动的要素之一，同物质资本和人力资本一样，生态资本的特征也具有二重性：一是具有生态资本的本质属性，具有自然生态功能，遵循自然生态规律，表现为生态资本的使用价值；二是具有资本的共同属性，即以保值增值为目的，遵循市场供求与竞争规律，表现为生态资本的价值。
但是，生态资本不同于物质资本和人力资本，生态资本具备其它资本所不具有的特征：(1)整体增值性。资本的目标是价值最大化或盈利最大化，由于生态资本受到生态系统整体性的制约，保持生态系统内各因子的平衡协调，是实现生态系统整体价值最大化或盈利最大化的前提；(2)长期受益性。通过合理利用生态资本，其使用价值与价值将不会永久丧失。并且，可再生资源还能依靠其自生的累积性，使生态资本自动增值，带来长期的经济效益与生态效益；(3)双重竞争性。生态系统各因子是在相互制约与相互促进中得到发展的，遵循共生、相生相克等自然生态竞争规律；同时，生态资本又与物质资本、人力资本等存在着市场竞争，遵循市场竞争规律；(4)开放性与融合性。生态资本既具有生态环境系统的开放性与多样性，又具有一般资本的融合性与扩张性，生态资本经营可以采用产权主体多元化、利益共同体等方式；(5)极值性。生态资本能够承载人类生存与经济发展对生态系统经济功能的需求，但是，生态资本对人类的需求并不是无限满足的，其承载力具有一定的极值，超过极值进行开发和利用，将会导致资源环境的退化；(6)不动性与逃逸性。生态资本既具有资源环境的空间固定性，又具有一般资本规避风险的逃逸性。低回报率的生态资本会转移地域或变换形态，流动到回报率较高的领域，引起生态资本的资本功能性逃逸；(7)替代性与转化性。在一定条件下，生态资本与物质资本、人力资本之间能够相互替代或相互转化；(8)空间分布的不均匀性和严格的区域性。不同区域的生态系统的组合和匹配都不一样，而“因地制宜”是合理使用生态资本的一项基本原则。
2生态资本价值理论
生态系统依照其是否凝结人的劳动可分为人工生态系统和自然生态系统。我国目前的经济价值核算体系不对自然生态系统进行价值核算，导致生态资本价值被低估和人类对资源环境需求的过度膨胀，从而造成生态系统的严重失衡。自然生态系统是否具有价值在理论上还没有形成统一的认识，劳动价值理论、效用价值理论、要素价值理论和供求价值理论等主要价值理论都对此有着不同的认识。
2．1劳动价值理论
劳动价值理论是以马克思的劳动价值理论为基础，广泛地应用于价值的确认和计量中。劳动价值理论认为劳动是衡量物品是否具有价值的唯一标准。如果生态资本具有价值，该价值就是物化在资源和环境中的社会必要劳动时间，人们的抽象劳动与生态系统相结合，生态系统就具有价值；相反，当某一生态系统中的资源和环境没有投入抽象劳动时，该生态系统也就不具有价值。而生态资本的价值是由生产这种生态资本的社会平均劳动时间所决定的。
在实际中，不管人们是否承认没有投入人类劳动的自然生态系统是否具有价值，该生态系统都是客观存在的，发挥着具体的生态服务功能。随着我国社会主义市场经济理论研究的深化，没有投入劳动的生态系统或部分投入劳动的生态系统同样具有价值的观点已逐渐被人们所接受。但是，劳动价值理论在生态资本价值计量方面存在着困难。
2．2效用价值理论
效用价值论认为价值就是人们对物品效用的感觉和评价，效用是价值的源泉。自然生态系统能满足人类生存发展需求，具有价值。但是，效用价值理论具有较强的主观随意性，它仅能为生态系统的存在价值、选择价值的确定和计量提供可行的方案。
2．3要素价值理论
要素价值理论认为自然生态系统等非劳动要素与劳动要素一样共同创造价值并参与到价值分配中，所以自然生态系统同样也具有价值。但是要素价值理论模糊了劳动创造价值这一科学定义。
2．4供求价值理论
供求价值理论认为有需求的东西就具有价格，供求决定价值，供求关系是价值规律的内涵。该理论认为自然生态系统是社会经济发展中稀缺的资源，通过市场可使得其价值能够充分得以体现，在价值确认和计量上具有可行性。
总的来说，自然生态系统也具有价值，并且与人工生态系统一起组成生态资本，参与到价值创造的经济活动中去。
3生态资本价值核算方法
现在越来越多的国家和国际组织将资源和环境纳入国民经济核算体系，建立了一套资源环境与经济一体化核算体系(SEEA)。该体系能准确地表现资源和环境在整个国民经济活动中所起的作用，并以最简明的经济指标反映可持续发展的本质。SEEA核算法通过把资源和环境账户作为SNA(国民经济核算账户体系)的卫星账户，然后与核心账户(货币型账户)对接形成一体化核算。由于资源和环境是物质型账户，需要先将环境账户和资源账户转换为货币型账户。目前生态资本价值的核算方法有以下六种。
3．1补偿价值法
补偿价值法根据劳动价值理论，认为凝结抽象劳动后的资源环境具有价值，从补偿角度看生态资本价值(w)包括三部分：
W=C+V+m
式中，C、V、m分别为补偿、保护与建设某项资源环境所投入的物化劳动价值、活劳动价值和活动动创造的剩余价值。该法以实际投入的补偿支出计量资源环境的两大价值，应用了历史成本属性，可靠性较高但相关性不足。同时，没有收入劳动的资源环境与少量投入劳动的资源环境同样也具有价值的观点已经逐渐被人们所接受，对这部分资源与环境不进行计量的话，资源环境总价值易被低估，造成资源环境的滥用。因此，补偿价值法主要适用于资源环境补偿增值的计量。
3．2总经济价值法
总经济价值法根据效用价值理论，将资源环境价值(TEV)按效用不同分为两大类：使用价值(uv)和非使用价值(NUV，又称存在价值)；又将UV细分为直接使用价值(DUV)、间接使用价值(IUV)与选择价值(OV)。其计量关系为：
TEV=UV+NUV=(DUV+IUV+OV)+NUV
式中，DUV是指资源环境直接满足人们生产和消费需要的价值，表现为物质功能，可直接根据市场价值法计量；IUV不直接进入生产和消费过程，但可为生产和消费创造必要条件，表现为环境容量和舒适，可采用生产函数法、损失规避法、预防支出法等计量；OV是人们愿意保护现有资源环境以备未来使用的支付意愿，相当于消费者为一项未使用的资源环境所愿意支付的保险金，表现为资源环境的自行维持功能；NUV为人类对资源环境的永久享用价值与资源环境潜在功能价值的合理评估。目前DUV与IUV可应用于历史成本、现行市价等属性进行直接或间接计量，比较可靠；OV与NUV均仅能采用价值评估法进行计量，计量的主观性强，可靠性低。因此，企业在进行资源环境价值核算时，只要同时符合可定义性、可靠性与相关性要求，企业就应将其拥有的或控制的资源环境确认为自然资产，并同时确认相应的生态资本。
3．3租金或预期收益资本化法
租金或预期收益资本化法根据地租理论和财务管理理论，将预期的资源环境在未来一定年限内产生的两大价值(即预期的租金或收益)按社会贴现率折现后的现值作为资源环境价值。其计量公式为：
V=V1+V2
V1=qRo／r
V2=A(1+K)／(nQ)
式中，V为资源环境价值；V1、V2分别为资源环境的商品价值与服务价值；Ro为基本地租或基本租金；r为地租率或平均利息率；q为资源等级系数；A为投入总额；Q为受益资源总量；n为受益年限；K为资金利润率。该法应用了未来现金流量现值属性，可较为准确地反映资源环境的未来经济利益。租金或预期收益资本法主要适用于融资租人、借人资源环境的价值计量。
3．4边际机会成本法(MOC)
边际机会成本法基于效用价值理论，该理论认为任何经济活动的成本代价不仅包括对生产各个要素的消耗，而且也包括由于外部不经济行为对生态系统所造成的代价。因此，理论上任何资源环境产品的价格P等于其边际机会成本(MOC)，MOC又等于资源环境产品的边际生产成本(MPC)、边际资源耗竭成本(MUC)与边际环境成本(MEC)之和。即：
P=MOC＝MPC+MUC+MEC
生态资本价值(V)=MUC+MEC＝P-MPC．
式中，MPC常用生态价格定价法或影子价格法计算，较为准确、简便；P为资源环境产品的现行市价。该法主要适用于生产性资源环境价值的核算。
3．5总和价值法
该理论认为生态资本价值核算方法应该从马克思价值理论的全部论述中去寻找结果。这部分学者认为，生态资本价值不单单是指直接投入其中的人的劳动价值，还包括生物有机体的所有权和使用权的价格，以及生态系统服务地租。也就是说，生态资本的价值等于人类直接投入的劳动、生物有机体的使用价值与所有权价值和生态系统服务级差地租之和。投人生态系统的人的劳动包括投入人工生态系统的劳动和维护自然生态系统的劳动，是抽象的一般社会必要劳动；生态有机体的使用价格实际上是生态系统服务所有权与使用权转移的货币表现，它是经济所有权存在，生态系统被所有者控制，生态系统因所有权规律而产生一种现象，即当社会需要交换资源环境时，生态系统由于有用性而获得价格；生态系统服务级差地租是生态系统服务的差别为基础的地租。
3．6替代价值法
替代价值法根据效用价值论，将不能直接进行价值计量的资源环境，按其各项主要功能分别选用合理的计量方法进行功能替代，计算各项功能的价值，将总价值视为资源环境价值。替代价值法主要有较为可靠的市场价值法、旅行费用法，以及主观性较强、可靠性较低的调查评价法、支付意愿法等。它主要适用于计量资源环境的服务价值，应用时应优先选用较为可靠的替代方法。
4生态资本价值核算与可持续发展
经济理论认为，能够带来收益的东西称为资本。生态系统，无论是天然的生态系统还是已投入了人类抽象劳动的人工生态系统都可以为人类带来巨大的社会财富。按照资本能带来收益和财富的概念以及生态系统为人类带来巨大收益和财富的事实，生态系统无疑是资本。但是，长期以来我国都没有对这种资本进行行之有效的管理，经济发展也为之付出了巨大的资源和环境代价，经济发展带来的好处并不明显。所以，加强生态资本管理，制止生态系统耗减和质量下降的趋势。通过技术进步、资源利用和环境改善，限制不合理的经济增长计划，适度地开发和利用资源环境，加强生态系统的管理已成为当务之急。但是，其中最为重要的是进行生态资本的价值核算，准确评估经济活动造成的资源浪费和环境退化数量，事前分析不同经济政策对资源和环境造成的影响，以便决策，从而构建一套能够提供可持续经济增长趋势和经济预警信号的绿色国民经济核算指标体系，实现可持续发展。
4．1进行经济体制改革是实现可持续发展的基础
生态系统对社会经济的贡献有公共品或准公共品的属性，长期以来，资源环境的产权很难界定清楚或产权得不到保障。众多微观个体构成的群体共同拥有、享用资源环境，对于占用或利用资源环境的利益相关者来说，这些生态系统产品具有稀缺性，对于构成这些群体的个体来说，由于权益分别、交换的代价远远大于它们获得收益，人们更乐于作为免费搭车者，而不愿为享受生态系统付出代价。因此使用者感受不到生态系统的稀缺性，价格机制不能刺激使用者保护生态系统。市场机制的引入，由于使用者已经逐渐意识到生态系统潜在或实际的短缺，价格得到显著的提高，从而强烈刺激使用者投入资金保证生态系统的可持续性。通过经济体制的改革，建立现代化企业制度，可为经济绿色发展奠定基础。
4．2调整和优化产业结构是实现可持续发展的途径
长期以来生态系统与经济发展之间存在着尖锐的矛盾。但是，20世纪末兴起的知识经济为经济的发展开辟了新的途径，经济的发展的主要源泉不再是劳动力、资本或原材料，世界经济的增长也从增加投入型变为知识和技术进步型。我国已经确定了可持续发展战略，将调整和优化产业结构，建立一套绿色资源环保型社会经济发展体系，走持续发展道路。:
4．3生态系统与经济发展共同决策是实现可持续发展的条件
伴随着经济增长和工业化，人类付出了巨大的生态代价，以往较为丰富的生态资本变得日益稀缺，严重阻碍了经济的发展。因此，各国纷纷提出可持续发展战略，希望由此摆脱传统经济增长模式。现在，各国在进行政府决策时，更多的是将生态系统与经济发展作为一个整体考虑，进行资源环境核算，使人们正确地看待经济增长成本，注重经济增长质量。
4．4健全相关法制建设是实现可持续发展的保障
[关键词]蔗田生态系统；生态经济效益；生态系统持续生产力；持续经济效益；投资收益率
一、论题的提出
广西是中国最大的蔗糖出口原产地之一，蔗糖业作为广西的重要支柱产业，蔗田生态系统每年给广西带来巨大的经济效益，甘蔗渣也有着很高的经济价值。我国目前已经开发的甘蔗渣产品有酒精、饲料、纤维板、可降解的一次性快餐具(代替具污染性的塑料快餐具)等等。
然而，蔗田生态系统产品开发越多、经济价值越大，意味着甘蔗作为蔗糖生产原料从蔗田生态系统中被拿走，甘蔗渣也作为酒精、造纸、纤维板等产品的生产原料被充分开发利用起来，整个蔗田生态系统成了无渣的甘蔗系列产业的物质基。以1994～2003年广西蔗田生态系统产量、产值为例，我们发现蔗田生态系统给人们提供很高的生态经济效益，可是人们对系统的回报只是些许的化肥和少得可以在统计学上忽略不计的农家肥，这种近乎掠夺式的生态索取、以牺牲生态效益追求经济效益的做法，最终导致蔗田生态系统生产力逐年下降。本文通过蔗田生态系统的经济效益与生态经济效益比较分析，提示人们应该对保护蔗田生态系统问题予以重视。
二、研究区域和方法
广西是中国最大的少数民族壮族与汉族、苗族、瑶族、侗族、么佬族、京族等12个民族聚居的自治区，东与广东接壤，西与云南相连，西北与贵州交界，北部与湖南毗连，南临北部湾，西南与越南相邻。地处中国东南沿海，位于北纬20°54’～26°23’，东经104°28''''’～112°04’，北回归线横跨广西中部，属于亚热带季风气候区，雨、热资源丰富，且雨季、夏热与农作物生长期同季，有利于农业生产。广西年降雨量为1000mm～2800mm，大部分地区年平均降水量为1200mm～2000mm；太阳年总辐射量达90千卡～100千卡／平方厘米·年，日平均气温≥10℃，积温为5，000℃－8，300℃，持续日数为240天～358天。尽管广西地形多为山地、丘陵，土壤贫瘠，但其独特的气候环境和自然条件给广西带来了独特的物产，适宜人居。广西人过着自然的生活方式，成为中国人中最不愿意离开故土的人群。
广西耕地面积为261.42万公顷，占土地总面积的11.04％。其中旱地107.39万公顷，占耕地面积的41.1％，旱地以种植玉米、甘蔗、花生、薯类作物为主。广西的耕地多数是红壤土，土壤的理化性质比较差，土壤的有机质如磷、钾等矿物元素含量低，而且大多数耕地土层比较浅薄，土壤较为贫瘠。近20年来化肥用量日益增加，绿肥种植面积和农家肥的使用量逐渐减少，土壤有机质含量不断下降，氮、磷、钾比例失调。1982年广西土壤普查结果是耕地中缺氮的占83％，缺磷的占85％，缺钾的占87％；耕作的土壤有67％是酸性土，碱性土占33％。不断增加的人口压力以及对土地的不合理利用，使地力日益衰退。然而，近年来，随着制糖业的发展，甘蔗种植已逐渐成为广西旱地主要经济作物和农民主要的经济收入来源。
我们运用统计分析方法、经济效益与生态效益比较分析的方法，利用广西壮族自治区统计局农村调查队的统计数据、广西南宁糖业集团香山糖厂的相关数据及广西崇左市农业局的相关统计材料，对广西蔗田生态系统初级生产力、持续生产力及其生态效益、经济效益进行分析，结论是作为主要经济作物和农民主要经济收入原产地的蔗田生态系统238.85％的投资收益率和巨大的经济效益，主要是对自然气候条件、蔗田系统地力的掠取，大自然恩赐的巨额生态经济效益支撑着广西甘蔗及蔗糖业的发展，占中国甘蔗种植面积一半多，是中国蔗糖业出口的最重要原产地。
三、结果与讨论
(一)结果
(1)广西早地作物总面积107.39万公顷，1994～2003年，广西甘蔗种植面积、年甘蔗产量及产值分别如表1所示。
(二)讨论
蔗田生态系统是农业生态系统的微系统。Honing(1986)认为生态系统是生物的有机体集合，在该集合中生物间内在的相互作用对其行为的决定性超过外部任何事件对其行为的决定性。无论是关注物质循环、能量流动还是生物群落之间的相互作用，生态系统一般是指一个最大空间尺度上能自我维持的实体。农业生态系统是生态系统的一种，它和一般生态系统一样，是在一个同质区域中或有限范围内通过能量流动和物质循环把生物及其环境联系起来的系统。农业生态系统特指以农业生物为主要组分、受人类调控、以农业生产为主要目标的生态系统。农业生态系统可分为农田生态系统、林业生态系统、渔业生态系统、牧业生态系统、农牧生态系统、林牧生态系统、农林生态系统等。
按照农作物的种类划分，从微观角度看，农田生态系统可分为稻田生态系统、蔗田生态系统、豆田生态系统、麦田生态系统等。蔗田生态系统是农田生态系统的组分，蔗田生态系统是指人们在旱地里以种植甘蔗为主，以获得其生态与经济价值为主要目的的单一农作物生态系统。甘蔗作为土壤物质的载体，主要是通过甘蔗的收获和土壤肥料的施用来实现，甘蔗是蔗田生态系统物质循环、能量流动的贮存库，甘蔗产量受到土壤养分的影响，甘蔗的收获也会带走土壤中的部分物质，使土壤养分数量减少，从而加速土壤物质循环的频率。农家肥作为载体可以增加土壤中物质的数量，直至维持土壤物质平衡的作用。
表1所示，1994－2003年广西蔗田种植面积、甘蔗产量和产值都有不稳定增长的趋势。表2所示，广西蔗田生态系统每年提供极大的生物量(NPP)和很高的生态经济价值，蔗农们以较少的农业资本投入，为蔗糖业的发展带来很高的生态经济效益。而且，蔗田生态系统的物产——甘蔗所带来的经济价值和附加价值即甘蔗产量、蔗糖产量和产值也很大。特别不同于其他农田生态系统物产的是其废弃物——甘蔗渣可以直接成为一系列甘蔗副产品的生产原料，为蔗糖产业带来巨大的、持续的经济效益。转1、蔗田系统生态效益及其生态经济效益
生态系统的生态效益就是系统对其环境及其系统生态因子提供有便利或利益，即生态系统服务价值。其服务价值由生物技术产品及自然生物圈给予人们提供的技术与服务价值所决定(Costanzaet.al，1997)。蔗田生态系统的生态服务价值就是蔗农们运用农业技术、种子、肥料作用于蔗田，蔗田系统为人们提供的物产，即蔗田生态系统净初级生产力(NPP)。
生态经济效益就是以市场行情所表示的生态价值，即系统生产力或系统为人类提供的服务效益。生态系统生产力就是系统做功的能力，即能生产人类所需要的产品或者能否在系统内适应自然的变化能力(K.A.沃科特etal，1997)。蔗田生态系统生产力从生物量上看，就是系统的生态价值(NPP)，从价值量上看就是系统的生态经济价值(BEE)。NPP和BEE都是蔗田生态系统生产力可计算的部分，但是人类大部分的福利都来自于纯自然的公共物品提供的生态系统服务，它们不需要一分钱而直接给人们带来福利，例如空气、水、土地资源、气候调节、废弃物净化处理、美感和健康。蔗田生态系统也与其他的生态系统一样，其生产力或服务效益除了为人类提供福利之外，还包括目前难以测算的价值，即系统为大气、环境所提供的服务和为人类生存环境、精神享受等方面提供的服务价值。我们有必要了解蔗田生态系统为人类提供的生态系统服务价值，即经济效益、生态经济效益有其可持续经济效益。
2、蔗田生态系统的经济效益及其持续经济效益
从经济学角度看，蔗田系统的生态经济效益(BE)就是NPP产值(NPP×价格)扣除生产成本，即生态经济价值扣除生产成本部分，也就是蔗农的纯收入。然而，蔗田生态系统在收获甘蔗之后带来的价值比甘蔗自身价值更大，它可以生产出蔗糖(PS)、蔗渣以及蔗渣系列产品和副产品(Pi)，它们的产量和产值就是蔗田生态系统持续生产力BP(PS+Pi)。从市场行情看，就是蔗田生态系统的持续经济效益。它是由蔗渣资源化利用生产出的酒精、纸张、纤维板、可降解餐具、饲料、燃料等蔗渣系列产品的产值扣除其生产成本构成的。
1994～2003年广西蔗田系统的生态经济效益(BE)和经济效益(PS)如图1所示。
图1中的相关价格是按1995～2003年平均价格计算，以下图示相同。即蔗田生态系统的年生产成本是每千公顷256.88万元的肥料+135万元的甘蔗种子+13.5万元的人力资本，即每万公顷的成本为40.54万元；甘蔗的价格为200.6万元／万吨；蔗糖的价格为3064.35万元／万吨计算；甘蔗渣的价格为164万元／万吨；根据当地居民有以甘蔗尾、叶作为牲畜饲料或薪材用的习惯，其价格按广西类似牲畜饲料稻壳粉的价格200万元／万吨计算；甘蔗根则因为多年生草本植物，其根只在土壤中参与物质循环，其经济价值难以测算而忽略不计
图1显示两个特殊变化情况：一是1999年、2000年蔗田生态系统的经济效益和持续经济效益明显下降；二是2001年以后蔗田生态系统的经济效益和持续经济效益却显著提高。引起这种状况出现的原因有两个：首先是1999年、2000年甘蔗市场价格下跌，糖厂收购了甘蔗却不能及时对蔗农进行支付，打白条现象比较普遍，蔗农的经济效益不能实现，来年生产资料的购买受到限制，生产积极性受挫。于是蔗农选择了减少甘蔗的种植面积，使经济损失尽可能减少，维护自身利益，从而使甘蔗的种植面积及其占旱地面积比率、甘蔗的产量和产值都分别出现负增长(图2)。其次是地方政府对甘蔗收购市场的管理政策和对蔗农利益的维护措施不到位。比如，对于糖厂对蔗农打白条的现象没有引起足够重视，没有及时采取措施，保障蔗农来年的生产资料的购买，忽视了蔗农利益的维护，也影响了糖厂来年的产量和产值。2001年起，地方政府制定了维护蔗农利益的政策与措施，不准许糖厂对蔗农打白条，还规定了甘蔗收购的保护价格。同时，银行对农民开发了用于购买农业生产资料的小额度贷款项目，支持农业生产的发展。经过一个生产季节(甘蔗为一年)的政策时延，2002年农民大规模地扩增种植面积，使种植面积由2001年占全国甘蔗种植面积的46％逐年递增为48.1％和50.3％，种植面积及其占广西旱地面积比率、产量与产值的增长率、投资收益率同步迅速提高，使广西成为全中国31个省、区的甘蔗产量、产值和蔗糖产量、产值最大的省区，中国最重要的蔗糖输出原产地。
3、巨大的投资收益率支撑着巨大生态经济系统及其相关产业
是什么原因使广西蔗田生态系统及蔗糖产业如此发达，成为中国最重要的蔗糖出口原产地?从蔗田生态系统提供的生态经济价值与蔗农投资的比率分析(见图2)，我们发现，尽管甘蔗种植面积增长率(EGR)和甘蔗年产量增长率(IROP)基本一致——几乎重合为同一条线，并且随着市场波动而出现不稳定增长的特征，但是蔗农的年均投资回报率即投资收益率(RRO)很高，因而种植面积占旱地面积比率(PDLA)有逐年增长的趋势。其中蔗田生态系统投资成本C由种子、肥料、杀虫剂、和人力资本价值构成。年均投资收益率(ROIV)则是年均生态经济价值(BEEV)与年均投资成本(CV)的比率。按2003年价格计算，近10年广西蔗田生态系统的年均投资收益率(RRO)为238.85％。
可是，巨大的生态经济效益建立在极少的投资成本基础上，实际上就是对生态系统资源，尤其是对土壤养分的掠取。蔗田生态系统反馈的信息是每万公顷甘蔗产量逐年递减15万吨，按照生态系统价值评估的耗损计算法推算，以及农作物形成所需要的养分参数计算，蔗田生态系统每年每万公顷提前耗损300吨的氮、磷和450吨的钾。这就是土壤养分及气候、环境等生态因子过度耗损的信息。
四、结论与建议
1、蔗田生态系统以其得天独厚的自然资源和环境条件，每年对广西人民提供巨大的生态价值和经济价值，带来极大的生态效益和经济效益，近10年广西蔗田生态系统的年均投资收益率高达238.85％。
在国外，早在 20世纪 80年代后期开始，就已经开始了森林价值评估相关探索，其中尤以联合国环境署推出的《环境经济综合核算(SEEA)》为权威。总体来讲，迄今关于森林资源的评估，已经形成了主流的知识体系。在我国林业行业也有几支力量比较严谨，其研究案例甚至得到了国际好评。但是，由于我国森林资源评估业务膨胀太快，尤其是出现过几个误导因素，导致了目前的乱局，以下从 5个方面分别探讨。
1 森林的资产价值和服务价值的区别
笔者认为，我国大部分森林评估案例混淆了森林资产和森林服务的区别，并错误地使用生态服务功能这个概念，把森林资产价值和服务价值相加以表达森林的价值，我认为是不妥的。举个案例，某市的林地价值是 X亿元，立木价值是 Y亿元，森林的某年产品和服务的价值是 Z亿元，那么该市的森林价值是(X+Y+Z)亿元。这是错误的，就好比把一处果园的价值与这处果园某年的产品价值相加，并称其为服务功能的价值。据《联合国生态系统千年评估报告(MA)》可知，服务与功能是两个概念：生态系统功能(Ecosystemfunction)是指与生态系统维持其完整性的一系列状态和过程相关的生态系统的内在特征，包括分解、生产、养分循环，以及养分和能量的通量变化等过程;生态系统服务(Ecosystemservices)是指人类从各种生态系统中获得的所有惠益，包括供给服务、调节服务、文化服务，以及支持服务。按照 MA的定义以及很多作者的界定，服务是自然生态系统的最终产品，它有时间量纲(国际上为简洁表述，界定生态系统服务与生态系统产品和服务两个表述内涵相同);而功能是森林生态系统这种自然资源的一种属性或过程。这类功能如果被利用，它就变为服务，也就产生了计量和计价的可能，人们可以对资源资产计量和计价，但无法对其属性或过程计量和计价。MA的综合报告和系列专题的原文(英、法)中没有出现过服务功能这个概念，MA是由来自95个国家的1360位学者完成的，我们不能忽视。
美国 RobertCostanza等 13位作者发表在《NATURE》的《全球生态系统服务与自然资本的价值》一文，在中国被视为资源价值评估领域的圣经，但也曾被错译。错误译文把生态系统功能和生态系统服务译成生态系统服务功能。这个错误错在何处，打个比方就理解了。如一座宾馆，宾馆是资产，接待是服务，它开展接待，收入是服务收入，但不是资产的价值。尽管产生服务收入的前提是宾馆资产，但却是两回事，我们既不可以把宾馆的服务收入叫做服务功能价值，也不可以把宾馆的资产价值叫做服务功能价值，更不可以把宾馆的资产价值加上年度收入，并称其为服务功能价值。这也就是森林资产和服务的区别。当然，同样出自多个国际机构之手的诸如《环境经济综合核算(SEEA-2003)》、《生态系统与生物多样性经济学让自然资源经济学成为主流(TEEB)》(2010)等文献，也都是秉持服务价值和资产价值，而不是服务功能价值这样的概念，这是不容置疑的。
2 森林资产 服务等的概念必须与环境经济综合核算(SEEA)相统一
资产、产品、服务等，是国民经济核算的基本核算对象。二战以后在西方国家逐步产生的国民经济核算体系，被称为 SNA体系，我国原来学习苏联，采用的是物质产品平衡表体系(MPS)，此后也转用SNA。SNA包括资产核算和生产核算。资产、产业的概念和分类，生产、服务的概念和分类，联合国统计署都有标准。各国统计部门，也都有统一、细化的标准，这个标准工具，就像一部大字典，绝非可以随意编造，所以，原则来讲，同一国不同地区的GDP可以比较，各国的 GDP也可以比较。SNA的核心指标之一是国内生产总值(GDP)。过去，这个 GDP统计，虽然扣除了生产过程中的中间投入(如原材料、能源等)，但却疏忽了扣除环境成本，这导致了发展的不可持续性。联合国统计署于 1993年，对原有的 SNA体系进行了改进，设想在资产平衡表中列出那些被忽视了的自然资产，从而勾画出了一个扩展到环境账户的 SNA框架，在国际上称为 SNA-1993。我国当时驻联合国环境署副代表李金昌教授参与了这项工作，回国后他和林业经济专家孔繁文研究员以及一批弟子，于 20世纪 80年代后半期，在我国创新性地开展了自然资源评估研究。联合国统计署于 2003年推出了环境经济核算体系(SEEA-2003)，我国有正式译本。2012年2月，联合国统计委员会又批准了环境经济核算体系(SEEA)核心框架 (SEEA-2012)。但这个SEEA，目前仍然作为 SNA的一个卫星帐户。
森林资源评估，是想揭示森林这种自然资产及其产出的价值当然是指以前不能进入 SNA统计体系的森林资产成分。如果对于某一个核算期的期初资产存量和期末资产存量加以评估，就能看出这段期间资产的增减，从而可用于衡量发展的真实业绩。但是，这个新定义的森林资产的新含义是什么?森林产出的新含义又是什么?这些新资产和新产出又是什么关系?不搞清楚这些，就无法开展科学的评估。
3 关于自然资产的概念及其分类
传统意义上的资产(assets)，是指企业、自然人、国家拥有或者控制的能以货币来计量的经济资源。这样的资产有以下特点：第一，能给业主带来经济利益;第二，由业主所控制。常见的资本(capital)一词，其含义是业主的本钱，是资产的价值形态，有自然资本、人造资本、人力资本、金融资本、信息资本等形态。因此也常叫做自然资本与生态服务评估，虽然二者在经济学上有很大的不同，但在这里，基本是一个意思。我国国民核算中使用的资产也是指经济资产。根据存在的形态不同，资产分为金融资产与非金融资产，非金融资产又分为人造资产和非人造资产。问题是，无论 SNA1993，还是 SEEA系列文献，为了把控经济发展对自然资源和环境的影响，都明确地提出了自然资产的新概念。那么自然资产的新概念是什么呢?
最初，人们认为自然资源中只有那些可以控制并有用的资源属于自然资产，所以称为自然资源资产。但是，很快，权威的自然资源经济学者们形成了一个共识并被普遍接受，即没有什么自然资源不对人类有用，都属于自然资产范畴。例如，足够权威的《环境与资源价值评估理论与方法》一书的作者弗里曼就说，自然环境是一个资产体系;史密特也认为，应将自然资源和环境资源均作为有价资产。所以，在 SEEA里，所有的地球自然资源与环境，都成了应评估的自然资产，《SEEA》就采纳了这个意见[1，5，7-8]。RobertCostanza等早先发表在《NATURE》的《Thevalueoftheworldsecosystemservicesandnaturalcapital(全球生态系统服务与自然资本的价值)》也早这样做了[5]。这样，现在流行的 自然资源资产和环境资产之说，实际就是自然资产或环境资产了。那么，环境资产、自然资源资产或自然资产，都是一个意思了，但最规范的表述是自然资产(Naturalassets)，其定义是：由一个经济体所拥有的全部自然要素[1]。这类自然资产，通常都是一个具有多种属性的资产的集合体。如森林资产，包括林地资产、立木资产、形成各种非林木产品的资产、景观资产、产生各种生态服务的资产，以及相关品牌资产等。有时这类自然资产还与人文资产结合，构成一个更加宽泛的资产集合体(如人文自然景区)。
资产必须有分类标准，否则就会导致把非同一类别或非同一个层级的资产数据相加，导致统计混乱，自然资产尤其如此。联合国已经有产业分类标准(ISIC)和产品分类标准(CPC)等，但需要拓展，加入那些新来的成分。联合国虽然还没有来得及做这件 事，但 是 一 些 基 本 的 概 念，在 SEEA2003、SEEA2012中已有共识，各国也都在遵守。关于这些知识，侯元兆等 2005年出版的《森林资源核算：理论方法》[7]一书(尤其是该书第二章：森林资产的定义和分类)有详细引介，欧盟 2002年公布的《欧洲森林环境与经济综合核算框架(IEEAF)》，对森林资产的概念及其分类有更详细的论述。归纳这些研究，其核心意思是，
自然资产包括以下 3个部分：1)来自 SNA概念体系之中的经济资产、原来分类上属于人造资产的资产;2)来自 SNA概念体系之中的经济资产、原来分类为非人造资产的自然资产;3)被 SNA体系忽略的那些自然环境要素，也属于自然资产，它们是除了上述两方面认定范围之外的那些自然资源与环境要素。归纳来讲就是：原概念：经济资产(非金融资产部分)=人造资产 +非人造资产。现概念：资产(非金融资产部分)=人造资产 +自然资产。人造资产排除了原经济资产定义中的自然资产;自然资产为原经济资产定义中的自然资产 +其他自然资产与环境。自然资产这个概念，扩展了原来的经济资产概念，把自然资源与环境也包括在内了。自然资源或环境的功能，因为是自然或环境的固有属性或属于生态过程，因此这类自然资产的功能属于资产范畴。同时，它重新整合了经济资产中对自然要素的归类，将处于人造资产和非人造资产不同类别中的、与资源环境有关的内容归到一起，形成了一个完整的新的自然资产概念。经这样处理以后，在自然资源及环境核算中，自然资产将与经济资产中留下来的人造资产(Mannedassets)并列，为系统描述经济与环境的关系提供了前提。构成新自然资产概念的其他自然资产与环境这个部分，过去没有进入市场，更没有进入核算视野，正是我们要纳入森林资产评估的。
4 关于生态系统服务的相关概念
生态系统服务是指人类从生态系统获得的各种惠益。人类福利主要来自于生态系统服务，没有生态系统服务，就没有基本的人类福祉[4]。Constanza等将生态系统提供的产品和服务统称为生态系统服务(Ecosystemservice)。他也指出，生态系统服务与生态系统功能不是一回事[5]。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的经济价值评估研究的基础。一般认为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。利用价值又分直接利用价值(DUV)和间接利用价值(IUV)。非利用价值(NUV)包括遗产价值(BV)和存在价值(EV)。Constanza等将全球生物圈分为 16个生态系统类型，并将生态系统服务分为17个类型。很多研究均以其生态系统服务分类方案开展对生态系统服务价值的评估。
目前，人们对生态系统的复杂结构、功能和过程，以及生态过程与经济过程之间的复杂关系等，还缺乏准确定量认识，生态系统各种服务的量化及各组成之间的可加性等仍存在问题。对生态系统服务价值的定量经济评价存在着粗略性。除了生态产品有市场价值外，由于许多类型的自然资本和生态系统服务的许多方面不进入市场，对这类生态系统服务的定量价值研究，只能是估值。下面是国际上已有定论的几个相关概念。生态系统服务：我国常简称生态服务。生态系统服务是自然资产的最终产品，来自生态成分、进程和功能。计量和估价生态系统服务的原则是以生态系统各成分为基础，而不是广阔的生态系统。只有计量和估价是建立在空间和时间上截然不同的单元之上时，价值的加总才有意义。
生态系统产品：是指自然生态系统所产生的，能为人类带来直接利益的有形产品，如木材、森林食品、林产药物、工业原料等。这里的表述没有包括生态服务。一些文献中，为了论述便利，通常把生态系统产品和生态系统服务用一个术语来表述，即生态系统服务，中文更为简练的表述是生态服务。生态产品就是生态服务。联合国千年生态系统评估(MA)把生态系统服务分为 4类，基础是支持服务，在这个基础上产生的是供给服务、调节服务和文化服务，具体种类有：空气净化、水源涵养与净化、调节和稳定局部气候、吸纳废弃物、土壤保育、作物授粉、害虫天敌保护、种子传播、养分循环、生物多样性维持、关键工农业生产要素提供、紫外线防护、风浪抑制、森林文化、森林游憩等。它们是地球上所有生命的生存支持系统，人类的福利和繁荣依赖于生态系统提供的服务。支持服务：为提供其他的生态系统服务而必需的生态系统服务，如产出生物量、土壤的形成和保持、养分循环等。调节服务：从对生态系统过程的调节(如调节气候、水资源以及对一些人类疾病的控制)中所获得的惠益。供给服务：从生态系统中直接获得的产品，如食物、纤维以及淡水等。文化服务：通过丰富精神生活、发展认知、思考、消遣娱乐以及美学欣赏等方式，使人类从生态系统获得的非物质惠益，包括知识体系、社会关系以及美学价值等方面。
处于核心位置的三角形，就是支持服务，法国人称之为自养服务，就是这类服务主要是支持生态系统自身运转的，人类很难直接受益，也就是说，某些支持服务不应被核算。在我国通常把森林生态系统服务归纳表述为以下方面。森林涵养水源服务：森林在 1年内对所处流域的水量和水质增或减的影响。森林保育土壤服务：森林在其流域范围内，在平均年份下，1年内保护土地和育成土壤的总量。森林固碳制氧服务：森林 1年的固碳总量和氧气释放总量。森林调节气候：森林在正常年份下对于区域气候的温度和湿度调节效果。净化环境服务：森林在滞尘、减噪、吸收有害气体、增加负离子、释放萜烯类物质，以及减少太阳辐射等方面的作用。森林生物多样性庇护服务：生物多样性(Biodiversity)，是指物种多样性、遗传多样性、生境多样性。这个定义不能简单地移植用于森林生态系统服务核算。森林农业防护服务：正常年份树木群落改善农作物生产环境的增产效益。森林景观和游憩服务：因森林存在而形成的景观与生境所提供的美学服务，是森林的景观服务;森林接纳入林游憩是其游憩服务。
森林生态系统的功能只有对人类社会直接有益并被社会享用时才能转化为服务。通常这种服务的计量以 1年为时间单元。不同属性的服务的计量单位不一样。从经济的角度出发，生态系统服务可被视为社会从自然资本获取的红利。维持自然资本的存量可确保未来能持续提供生态系统服务。
5 存量(资产)和流量(服务)的区别
自然资产的价值，指自然资产在某一个时间点上的价值，它是一个存量，没有时间量纲。国民核算中，通常是对一个核算期的期初资产存量和期末资产存量进行核算，从而考察自然资产存量的变化。如果自然资产存量是下降的，那么，即便是这个期间的产值每年都很大，但赖以发展21的自然资产减少了，这就导致了发展的不可持续性。以往数百年的工业发展和财富积累，正是属于这种情况。而生态服务的价值，有时间量纲，它总是意味着某一个时间段内的产值，比如一年内。这里涉及到下面两个概念：存量：是在某一时点上测算的资产的量，无时间量纲。在林业上，清查的林地面积、森林面积、林木蓄积等都属于林业资产的存量。变量：存量并非不变。一个资产核算期的期初存量和期末存量之差，就是该资产的变量。这个变量有正有负，变量下降，来自于森林资产的耗减和退化，变量上升，来自于资源的培育和生长。流量：流量是必须按一定时期测算的量，有时间量纲。如产量是某一时期生产的产品流量;收入为一时期的货币流量，有时间量纲。在林业上，年度造林面积、采伐量、生长量、森林生态服务等，都是流量。
存量与流量的关系：两者之间有的有对应关系，有的无对应关系。对于有直接的存量对应物的流量来讲，存量之变量来自流量，存量之变量在两个特定时点之间在量上的任何变化，又取决于其流量对应物在该时期内的大小。在林业上，森林资产，在连续的两次清查期间的存量的变量(增减)，就是来自于这两次清查期间的流量积累。在这里，期初的存量和期末的存量之差，等于期间的流量之和。林地面积、森林面积、立木蓄积等都是如此。在我国的很多评估案例中，没有搞清楚上述概念的根本区别，往往把多年积累的资产存量价值，与 1年的服务流量价值相加，再进一步以此两个非同类的数据之和去除以某区域、某年的整体 GDP，求得森林产生的绿色 GDP，这是违反经济学的。GDP是国内生产总值，是一个流量，不能以森林资产价值垫底。
关键词：LUCC变化；生态服务价值；中国北方农牧交错带
中图分类号：F323.22 文献标识码：A DOI编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.01.017
Evaluation of Ecosystem Service Value Based on Land Use-Terrestrial Ecosystem Coupled Model
—A Case Study From the Farming-Grazing Transitional Zone of Northern China
JIANG Li1， XU Xia1， LIU Ying-hui2， XU Li1， TIAN Yu-qiang1
（1.State Key Laboratory of Earth Surface Processes and Resource Ecology， Beijing Normal University， Beijing 100875， China； 2.College of resource science and technology， Beijing normal university， Beijing Normal University， Beijing 100875， China）
Abstract： Land use is an important part of the human-earth system， it can provide huge ecosystem services. This paper considered the primary production， the balance of CO2 and O2， nutrient cycling， water conservation， soil erosion control and other major service functions， and proposed a method based on land use - terrestrial ecosystem coupled model to estimate the land use ecosystem service value. The results show that during 1970s—2000， the total ecosystem service value of the farming-grazing transitional zone of northern China has been changed from the 143.4 billion yuan to 129.6 billion yuan RMB lower after recovering from declines in 1990s. The land use structure and spatial pattern has an impact on the value of ecosystem services. The cropland and grassland ecosystem offered the main ecosystem service value， being 31% and 44% respectively. And the proportion of the ecosystem services value in forest ecosystem has continued to rise although it’s small size. We should further strengthen the protection of ecological environment.
Key words： land use change； ecosystem service value； the farming-grazing transitional zone of northern China
收稿日期：2013-10-31；修订日期：2013-11-28
基金项目：国家自然科学基金项目（41030535）；国家自然科学基金项目（30900197）；国家973项目（2011CB952001）
作者简介：蒋力（1987—），女，湖南人，在读硕士生，主要从事土地利用变化与陆地生态系统研究。
通讯作者简介：徐霞（1977—），女，湖北人，副教授，主要从事土地利用模拟模型研究。
生态系统服务是指通过生态系统自身的结构、过程和功能，直接或间接地得到生命支持产品以及提供服务[1-2]。根据相关研究提出的生态系统服务功能分类[3-4]，生态系统服务功能可以归纳为供给功能、调节功能、生命系统支持功能和文化娱乐功能等。其中，为人类提供食物、工业原材料等可以商品化的功能，称为直接价值功能；而气候条件、水源涵养等难以商品化的功能，称为间接价值功能。生态服务功能的间接价值虽然不表现在国家的核算体制上，但它们的价值可能大大超过直接价值。Costanza在1997年最先开展了对全球生态系统服务价值的系统评估工作，确定了生态服务价值的评估原理和科学意义之后[1]，生态服务价值研究已成为当今生态系统可持续性研究的热点之一[4]。
土地利用变化是目前人地系统研究中的一个重要方面，它对环境和生态的作用在全球环境变化研究领域受到高度重视。土地利用的生态服务价值首先表现在它不仅是农业和畜牧业发展的重要物质基础，而且还具有生物多样性保护、涵养水源、防风固沙等重要生态功能[5]。同时，土地利用是人类最基本的经济活动，它的不断变化也会引起生态系统结构和功能的变化，从而导致生态服务价值的改变[6-7]，因此，研究土地利用变化下的生态系统服务价值具有重要意义。目前，我国对于土地利用驱动下生态服务价值的变化做了大量的研究，主要体现在：欧阳志云、王伟等对生态系统服务的概念、内涵和价值评估方法进行了阐述[7-8]；谢高地等对中国自然草地和青藏高原高寒草地的生态系统服务价值进行了评估，并根据Costanza提出的核算理论利用专家打分法制定了中国生态系统服务价值当量因子表[9]。此后，以中国生态系统服务价值当量因子表为基础，结合不同研究区土地利用变化的生态系统服务价值评估大量展开[10-18]。此外，基于遥感和GIS技术研究土地利用/覆盖变化背景下区域生态系统服务价值变化的研究也逐渐增多[19-22]，并对草地、森林、流域等生态系统服务价值进行评估。这些研究主要对当年的价值进行静态分析，且依赖于经济学理论，而缺乏对生态系统自身规律的分析。关于土地利用结构和格局与生态服务价值的内在联系的定量研究较少。由于生态系统的服务功能与生态系统自身的结构与过程有关，且极易受到不同区域地理、气候的影响，因此，能够进行土地利用格局变化、生态系统结构、生态过程与服务功能的关系分析，可进一步为生态服务功能评价提供相对可靠的生态学基础，也成为目前研究的一个方向[23]。本研究基于土地利用——陆地生态系统耦合模型（TESim_R模型），通过对气象、植被、土壤以及控件属性等参数的输入，得到不同土地利用模式下的生态过程数据，并在此基础上依据不同的生态服务功能，对土地利用的生态服务价值进行评估。
1 研究区概况
中国北方农牧交错带是分隔我国北方东部农区与西部天然草地牧区的生态过渡带，斜贯东北-西南，北起大兴安岭西麓的呼伦贝尔，西至青海东部，南至宁夏南部，总面积约为72.6万km2，包括有10省205县（旗），总人口约6 000多万[24]，在地理上具有很强的过渡性，同时该地区自然资源条件多样和相当脆弱，使得该研究区成为我国一个重要的生态脆弱区和生态过渡带。此外，随着人类活动长期以来的超强度利用和干扰，该区域的土地利用强度与空间格局发生了巨大变化，严重影响了生态服务功能的发挥。因此，以中国北方农牧交错带为研究对象，研究土地利用数量结构和空间格局变化对于陆地生态系统服务价值的影响具有重大实际意义。
2 研究方法
2.1 数据来源及处理
（1）土地利用数据：本文中使用的土地利用数据有4期，20世纪70年代的土地利用数据来源于中国科学院地理与资源研究所1992年的1∶400万土地利用空间分布图，其他3期的数据来源于80年代中期，90年代初期和2000年的TM遥感影像的解译结果。
（2）气象、地形数据：来源于中国科学院地理科学研究所1992年的1∶400万数字地图中的中国地貌图、中华人民共和国国家测绘局1995年编制的1∶25万地形高程数据库。气候资料数据来源于中国气象局气象站点数据，选择了中国北方农牧交错带及其周边地区133个站点的数据，时间范围为1976—1999年。
（3）统计数据：包括1976—1999年的全国统计年鉴，中国北方农牧交错带10省统计年鉴，每年林业统计年鉴、最近时期的调查数据。价格数据来源于中国统计年鉴以及实际调研数据。
2.2 土地利用——生态系统耦合模型
土地利用——陆地生态系统耦合模型（TES-LUC模型），该模型包括几个大的模块，土地利用动态过程模块、净第一性生产力模块、水分运动模块、土壤侵蚀模块、碳氮元素循环模块，模型的驱动因素为气象、植被、土壤以及地理空间属性和不同植被的相关生理参数等。利用不同的输入参数，可以得到不同土地利用空间格局下的生态系统过程数据。针对研究区的土地利用实际情况，使用实际气象数据资料作为驱动，各种空间属性、植被以及土壤等相关参数，以及相关变量的初始值形成输入文件，驱动土地利用——生态过程耦合模型TES-LUC，在模型进行多次迭代运算之后，得到4期土地利用现状下研究区不同格点的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，以及区域整体平均的净初级生产力（NPP（x））、平均土壤侵蚀量（E（x））、平均土壤含水量（Q（x））以及平均土壤有机质含量（U（x））的模拟结果，随后进行各个格点以及研究区整体生态服务价值的计算。
2.3 生态系统服务价值评价方法
根据Costanza等人的分类方法，考虑到研究区的地理地貌特征和植被土壤类型，本文将研究区生态系统服务价值划分为初级生产、气候调节、养分循环、水源涵养、侵蚀控制五大类评价指标，以土地利用—生态系统耦合模型模拟的净初级生产力（NPP）输出值为基础，分别计算5个类别的生态服务价值，各类别指标服务价值的评估方法如下。
2.3.1 初级生产价值 净初级生产力（NPP）和生物量是反映有机物质生产的两个重要指标，生物量是反映物质的储存量，而初级生产力是反映某一时间段（如一年）所生产的有机物质量，利用 TES-LUC模型模拟的净初级生产力（NPP），根据有机物质的单位质量价值，换算得到研究区内生态系统初级生产的价值，具体计算公式为：
Vn=∑∑NPP（x）×Pn（x）
式中，Vn为初级生产的生态系统服务价值（元），NPP（x）为每个栅格内的NPP模拟均值，Pn（x）为单位有机物价值。
2.3.2 气候调节价值 在评估生态系统固定CO2和释放O2两项服务功能时，根据光合作用与呼吸作用的反应方程式，推算每形成1 g干物质需要的CO2的量（一般取1.62 g）和释放O2的量（一般取1.2 g）[25]；然后利用碳税法估算吸收CO2的功能价值，工业制氧法估算释放O2的功能价值， 计算公式为：
Vr=∑∑1.62×NPP（x）×Pr
Vo=∑∑1.2×NPP（x）×Po
式中，NPP（x）为TES-LUC模型模拟的每个栅格内的NPP，Pr、Po分别为碳税法中CO2的单位质量价值和工业制氧法中的工业制氧价格，CO2的单位质量价值借用瑞典碳税率0.15美元·kg-1（C）来计算，换算成吸收CO2的税率为3.36×10-4美元·g-1（CO2）[26]； O2的工业制氧价为4×10-4元·g-1 （O2）[27]。
2.3.3 养分循环价值 生态系统中的植被在生长过程中，能够同时固定其他养分物质，这些营养物质通过复杂的食物网而循环再生，并成为全球生物地化循环不可或缺的环节。评估生态系统在养分循环中的作用时，以TES-LUC模型模拟的NPP为基础，估算其重要营养物质氮、磷、钾在生态系统中的年吸收量。根据统计资料，氮、磷、钾肥的平均价格分别为400，350，350元·t-1；对应的纯氮、磷、钾元素的折算率分别为79/14，506/62，174/78，即：
Vu=Vun+Vup+Vuk
Vun=∑∑NPP（x）×Rn1×Rn2×Pn
Vup=∑∑NPP（x）×Rp1×Rp2×Pp
Vuk=∑∑NPP（x）×Rk1×Rk2×Pk
式中，Vu为区域生态系统在一时间段内吸收的营养物质价值；Vun、Vup、Vuk分别为吸收的氮、磷、钾元素价值；Rn1、Rp1 、Rk1分别为各类生态系统中氮、磷、钾元素在有机物中的分配率（表1）[28]；Rn2、Rp2、Rk2为纯氮、纯磷、纯钾分别折算为氮肥、磷肥、钾肥的比例；Pn、Pp、Pk分别为区域时间段内氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。
2.3.4 水源涵养价值 涵养水源是生态系统的一个重要功能，可以参照李金昌等[29]的研究方法来评价生态系统对涵养水源的间接经济价值。通过TES-LUC模型模拟水分的垂直运动得到不同土壤层的土壤体积含水量。而土壤涵养水源类似于水库蓄水，因此，通过建立需水量为1 t的水库的费用来估算涵养水源的价值，查阅工程造价成本可知，中国每建设1 m3库容的平均成本花费为0.67元[25]。
Vw=∑∑Q（x）×Pw（x）×S（x）
式中，Q（x）为TES-LUC模型模拟的土壤含水量，Pw（x）为建成单位库容的花费成本，S（x）为对应的面积。
2.3.5 土壤侵蚀价值 根据水利部颁布的《土壤侵蚀分级分类标准》[30]，土壤侵蚀包括减少土地损失面积的价值、减少土壤肥力损失的价值和减少泥沙淤积的价值，可通过TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量和土壤有机质对这一价值进行计算。
（1）土地面积减少量。主要根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来计算，以我国土壤耕作层的平均厚度（0.3 m）作为土层厚度，采用土地的机会成本法估算土地面积减少的经济价值，计算式为：
Vss（x）=[E（x）+0.3]×OC（x）
式中，Vss（x）为每个栅格处在一段时间内减少的土地面积损失价值，E（x）为TES-LUC模型模拟的土壤侵蚀量，OC（x）为土壤生产的机会成本（元·m-2）。其取值是根据不同的生态系统类型来确定的，如表2所示。
（2）土壤肥力损失量。保持土壤肥力主要包括减少有机质损失，氮、磷、钾损失，分别由以下公式计算：
Vfec（x）=E（x）×U（x）×Pfc
Vfec（x）=E（x）×N（x）×Pfn
Vfep（x）=E（x）×Cp（x）×Pfp
Vfek（x）=E（x）×Ck（x）×Pfk
Vfe（x）=Vfec（x）×Vfen（x）×Vfep（x）×Vfek（x）
式中，Vfec（x）、Vfen（x）、Vfep（x）、Vfek（x）分别为减少N、P、K损失的功能价值，E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；U（x）为TESim模型模拟的单位土壤有机质含量；N（x）、Cp（x）、Ck（x）、分别为土壤的纯N化肥当量，纯P化肥当量和纯K化肥当量；Pfc、Pfn、Pfp、Pfk分别为柴薪、氮肥、磷肥、钾肥的平均价格。土壤中的氮元素、磷元素和钾元素含量则参考研究区的文献数据北方农牧交错区[5] 部分（表3）。
（3）泥沙淤积价值。通常，土壤侵蚀会导致部分泥沙淤积于水库、江河、湖泊等处，并直接造成其需蓄水量的下降，从而在某种程度上加剧干旱、洪涝等灾害的发生。生态系统减少的这部分损失的价值可以近似根据蓄水成本来计算：
Vst（x）=E（x）×Ltr（x）×Pre（x）
式中，Vst（x）为生态系统在一段时间内减少淤泥损失的价值；E（x）为TES模型模拟的土壤侵蚀量；Ltr（x）为总侵蚀量中会造成淤积的泥例；Pre（x）为平均库容工程费。
综合上述3项因子价值，最终可得土壤侵蚀功能价值为：
Usr=Vss+Vfe+Vst
2.4 价格参数的处理
由统计资料不难发现，物价水平在1976—2000年的模拟期间，有着显著的上升趋势。由于生态效益评估涉及到不同年份间生态系统服务价值的比较，根据区域生态资产计算的特点，且受限于价格数据的来源，因此，必须对不同年份的价格变量进行转换和折算。本研究采用消费物价指数（Consumer price index，CPI），以1978年为货币基准年，近似处理不同年份得到的价格数据（图1），从而纳入统一的评估框架。
将所有价格数据和中间参数小结如下，表4展示了评估框架中，价格参量的数值、单位、数据来源和涵义。
3 结果与分析
3.1 不同土地利用数量结构下的生态服务价值
表5给出了从20世纪70年代—2000年研究区土地利用类型数量结构变化的统计结果。从表5中可以看出，我国北方农牧交错带土地利用结构以草地和耕地为主，分别占到总面积的33.26%（2000年）和41.63%（2000年），合计达到74.89%。自20世纪70年代到2000年，土地利用结构发生了较大变化，从总体趋势来看，可以分为两个阶段，第一阶段为20世纪70年代到20世纪80年代后期，土地利用数量结构剧烈变化。其中，耕地、草地所占面积急剧增加，其中增幅最大的是草地，上升了11%；而林地所占面积则大幅下降，产生原因可能是由于社会经济的快速发展和人口的急剧增加，大量的林地转化为可用于耕种的耕地和可用于放牧的草地。另一阶段是1980年代后期到2000年，土地利用变化方向产生一定转变，且土地利用变化程度减缓，其中，耕地保持平稳上升趋势，林地经过小幅上升后略有下降；而草地保持略微下降趋势。表明土地利用类型逐渐由林地向耕地和草地转化。另外，为了防风固沙、保持水土，一些防护林工程也陆续开始实施，使得1980年代后期的林地所占面积有所回升。
运用前文所述方法，对研究区生态服务价值进行计算，结果见表6。从表中可以看出，从生态服务价值总值来看，中国北方农牧交错带的生态服务总价值变化，大体上可以分为两个阶段，从20世纪70年代到20世纪90年代，生态服务总价值由1 434亿元下降到1 291亿元，这是因为土地利用变化总体趋势为耕地和草地大量增加，林地减少。而耕地和草地的单位生态服务功能价值指数远远小于林地。从20世纪90年代到2000年，生态服务总价值开始回升，这也与土地利用数量变化程度减缓和生态环境效益改善有关系。从不同土地利用类型所占的生态服务价值的数量比例来看，草地由于其面积较大，它所占的比重最高，平均每年占总生态服务价值的40%以上；林地的面积比例尽管下降，但其生态服务价值比例却逐渐升高；而耕地的生态服务价值所占比例相对稳定，为30%左右。不同生态系统所占的生态价值比例也充分体现了该区域土地利用以农业和牧业用地为主的显著特点。随着土地利用变化的加剧，不同生态系统生态价值也随之变化。
3.2 不同土地利用空间格局下的生态服务价值
由前文所述方法运用GIS软件得到中国北方农牧交错带不同时期生态服务价值空间分布图（图2）。从图2中可以看出，研究区生态服务价值受土地利用类型的影响相当明显，总体上呈现从东北向西南递减的趋势，由于研究区东北部主要分布着森林植被，其生态服务价值比较高，大部分高于10 000元·hm-2左右；中部为内蒙古高原向黄土高原过渡区，分布着较多的草地和耕地，生态服务价值约在3 000元·hm-2左右，南部为青藏高原向黄土高原过渡区，生态服务价值偏低，多低于1 000元·hm-2。从20世纪70年代—20世纪90年代期间，大量的林地向耕地和草地转移，研究区的生态服务价值呈现整体降低趋势，中西部地区尤为明显。其中，20世纪70年代—20世纪80年代年间，生态服务价值在中西部小部分地区略有下降；20世纪80年代—20世纪90年代期间，研究区全区生态服务价值有一定程度的减弱，其中以中西部地区最为明显，耕地和草地的生态环境进一步恶劣；20世纪90年代—2000年间，区域生态服务的空间变化趋势减缓，从图中较难看出明显差异，这与之前的数量分析结果相对应。
进一步对全区生态服务价值进行分级，并统计各级栅格个数（表7），可以看出，20世纪70年代研究区生态服务价值主要集中在1 000～3 000元·hm-2的区间，共占了生态服务总值的58%，生态服务功能价值较高；20世纪80年代，全区生态服务价值分布在1 000～3 000元·hm-2之间的比例基本持平，但大于4 000元·hm-2的比例显著下降，表明高生态服务价值区逐渐减少；20世纪90年代，生态服务价值主要集中在1 000～2 000元·hm-2之间，其中低于1 000元·hm-2的面积比例明显增大，而高于4 000元·hm-2比例继续减少，表明区域生态服价值继续降低；2000年，全区生态服务价值在低于1 000元·hm-2之间的分布最多，达39.01%，而高于4 000元·hm-2的比例也降至10.51%。生态服务价值两极分化日趋严重。
4 结论与讨论
参照前人研究成果，结合研究区实际情况，我们确定了研究区土地利用生态服务价值的计算方法。并利用土地利用——生态系统耦合模型的模拟数据作为基础数据，通过GIS等手段实现对中国北方农牧交错带生态服务价值的时空格局变化的研究。本研究基于生态系统过程，然后将直接和间接市场价值引入生态系统服务评价体系，从而把生态系统过程和社会经济紧密联系起来，使评价结果更加客观和可靠。
为了验证本文计算结果，将他人研究成果进行简单的面积比例折算，与本研究的结果对比分析（均进行物价指数处理）。经过文献检测发现，国内其他大尺度的自然及社会条件相近地区的生态系统服务评价工作大部分在1990年代开展，其中包括：运用遥感技术对内蒙古生态资产测量，经过折算后结果为1 663.9亿元[31]；利用直接和间接价值计算法评估青藏高原，折算到本研究面积的生态系统服务价值为2 658亿元[9]。本文评价结果表明，中国北方农牧交错带的生态系统服务功能平均总价值在1990年代为1 255亿元，由于本研究只是不完全评估了5种生态系统服务，因此可以认为，本研究与众多其他研究的评价结果在数量上基本一致。
本研究的生态经济分析结果表明，不同的土地利用数量结构对生态服务价值有重要影响。由于1970年代至1990年代，土地利用结构主要表现在林地大量减少，耕地和牧草地大量增多，导致高生态服务价值用地向低生态服务价值用地转化，北方农牧交错带生态总价值在30年中从1 434亿元降低到1 070亿元。进入1990年代中后期，随着土地利用结构变化日趋平缓及一些政策促进生态环境的改善，北方农牧交错带生态效益总价值开始逐步回升。
研究也表明，土地利用空间格局不同，其生态服务价值也有很大差异。分布着森林的东北部单位面积平均生态服务价值最高，分布着耕地的西部地区则相对最低。1970年代—1990年代中，高生态服务价值地区不断减少，低值地区不断增多，生态服务总价值也出现减少趋势，因此，制定政策时需要关注如何提高单位面积的生态服务价值，以及扩大单位生态服务价值高的区域的面积，通过本文分析可知，保证较高的森林覆盖率是维持生态环境的重要措施。
由于数据和资料的局限，本文只计算了2000年之前的生态服务价值，而从2000年起，研究区开始大面积实施退耕还林/草工程，此政策对土地利用模式和生态服务效益都有一定的良好影响，还有待做进一步的持续性研究。
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关键词:草地资源生态系统服务功能 价值评估
草地生态系统作为一种自然资源具有多功能性，但长期以来由于生产力发展的局限，人们仅仅注重草地承载牲畜和提供饲草料的功能，而忽视了它保持水土、涵养水源、保护生物多样性、游憩休闲和营养循环等其它服务功能。随着全球资源危机问题的恶化，人们开始重新审视自然资源价值，建立以哲学、生态学、经济学、伦理学等为理论基础的新的自然资源价值观，并在此基础上不断进行资源价值评估实践研究。本文从经济学角度出发，阐述了草地生态系统的服务功能及其价值评估的方法，为实现草地资源市场优化配置提供量化依据。
一、草地生态系统及其服务功能
（一）草地生态系统
草地生态系统系陆地上非常重要的生态系统之一，是以各种多年生草本占优势的生物群落与其环境构成的功能综合体。草地生态系统系草原复合生态系统（自然―――经济―――社会复合体）重要的组成部分，草地生态系统的健康和可持续发展，直接影响着区域经济体系完善、发展和社会的稳定乃至国家的生态安全。
（二）草地生态系统服务功能
草地生态系统服务是指草地生态系统及其生态过程为人类提供的自然环境条件和效用，如太阳能的同化、调节气候、涵养水源、对污染物的吸收、贮藏养分等。草地资源服务是以草地生态系统服务功能为基础的，并与经济体系、社会系统相结合，构成泛食物链，即生态链，在生态链流动过程中通过市场体现其价值。
1.有机物质生产
利用太阳能，将无机化合物，如CO2、H2O等合成有机物，是生态系统一个十分重要的功能，它支撑着整个生命系统，是所有消费者(包括人类)及还原者的食物基础。草地生态系统有机物质中只有一小部分（约10%）为人类所利用，成为人类赖以生存的食物或生活必需品，其余大部分却支撑着整个生物界，为所有的动物、异氧微生物提供食物和生活场所。
2.水土保持
草地生态系统在保持水土方面具有显著作用。草原植物根系发达，能深深地植入土壤中，牢牢地将土壤固定。研究表明，如果土地植被稀疏，在地表径流的冲刷下就会出现风水蚀，使土地废弃，泥沙淤积，同时带走土壤中的有机质和各类营养物质。根据有关资料，在大雨状态下草原可减少泥土冲刷量的75%-78%。
3.涵养水源功能
截留降水、涵养水分功能。完好的天然草地不仅具有截留降水的功能，而且比空旷裸地有较高的渗透性和保水能力，对调控径流具有重要的意义。据测定，相同的气候条件下草地土壤含水量较裸地高出90%以上。
4.净化环境
草地生态系统可以为人类提供净化污染这项生态服务，在其新陈代谢过程中吸收二氧化碳、二氧化硫、氟化氢等许多有害气体，从而起到净化空气的作用。草地还可以去除空气中的粉尘等污染物，消除噪音，给人们提供一个舒适、安静的生活环境。
5.营养循环
在草原植被的土壤表层可形成大量的有机物质，这些有机质可改善土壤的理化性状，形成土壤团粒结构。在盐碱地种草，能降低这些土地的土壤盐渍化程度，增加土壤中营养元素的含有量。草地生态系统可以通过循环，将环境中的营养元素归还土壤，也可以将营养元素以不同的形式输出生态系统，释放到周围的环境中。
6.生物多样性
草地生态系统是生物多样性的重要载体之一，草原上存在着大量的动植物和微生物，为人类提供着丰富的基因资源。
7.游憩休闲
草原视野开阔、宁静悠远、空气清新、芳草茵茵；草原上的数以千计的植物和动物物种以及游牧民族的传统文化和风土人情具有鲜明的生态旅游特色，已成为生态旅游的理想目的地，为人类提供了旅游休闲、文化娱乐等非实物性生态服务。
二、草地生态系统服务功能价值评估
自然资源价值评估已有基本完整的体系和方法，并在实践中得到应用。在自然资源价值评估体系与方法的基础上，根据草原提供的生态服务功能类型，采用相应方法对其进行价值评估(见表1)。
其中： Vi：草地生态系统在i功能下的价值；Q：草原所保持的水土量；h：土地的保有面积；Y：草原的平均收益；m：土壤容重；Z：单位库容的工程费用；R%：土壤侵蚀流失的泥沙淤积于水库、江河、湖泊的百分比；P：各类化肥的销售价；Mi：第i种类型单位面积草原土壤中N、P、K的含量；Si：第i种类型草原的面积；Y%：纯N、P、K折算成化肥的比例；T：某一地区总降雨量；Ni：某一地区第i种草原覆盖率；Ri：第i种类型草原的降雨贮存量占草原区总降雨量的百分比；Ei：第i种草原单位面积年蒸发量；Ph：当地水价；Xi：第i种类型草原单位面积吸纳某物质的量；Pc：碳税的影子价格；W：我国治理某物质排放的平均费用；Mij：第i种单位面积草原上第j类元素的含有量；Pj：第j种元素在市场上的价格。
三、小结
草地生态系统服务功能是草地资源价值的具体表现，在草原复合生态系统中具有重要的意义。运用经济学视角，重新审视自然资源价值、草地资源价值，并对其进行量化评估，这将有利于将草地资源纳入市场体系，建立起较为完善的草地资源优化配置结构，以实现草地资源的可持续利用。
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关键词：土地利用变化 森林生态系统服务价值 修文县
引言
土地作为自然生态系统的载体，土地利用与生态服务功能间相互影响、相互制约，其土地利用方式的变化将直接影响生态系统所提供服务的种类和强度[1-2] 。本文根据修文县土地利用的数据和生态服务价值的运算方法，核算出该地区森林生态系统服务价值及其变化，对修文县的环境保护及森林管理提供一定的参考价值。
1 研究区概况及研究内容界定
1.1研究区概况
修文地处黔中，地跨东经106°21′至106°53′，北纬26°45′至27°12′。与清镇、黔西、金沙、息烽、开阳相接。
1.2研究内容界定
森林生态系统服务功能价值评估包括很多方面，由于研究方法等原因限制，本文仅对修文县林地生态系统的涵养水源、固碳吐氧、净化水质、保育土壤予以研究。
2、基础数据
数据包括2001年4月、2007年6月的中巴资源卫星影像，地形图及所查询收集的文字资料。
3、修文县土地利用动态变化状况及分析
通过对遥感影像图进行处理，应用Arcgis软件提取出土地利用现状，计算并建立数据库，最后计算出两个时期的土地利用面积及变化情况，林地、草地、耕地、建筑用地、水域以及未利用地的依次为：2001年（km2）：506.98、245.72、216.75、20.43、10.19、74.54；2007年（km2）：504.52、246.09、210.61、21.07、12.59、76.74。
4、修文县森林生态系统服务功能价值评估
4.1 森林生态系统涵养水源功能的价值评价
涵养水源的作用主要表现为截留降雨、抑制蒸发，从而增加地表有效水量等作用。主要采用影子工程法，运用公式[3]
P =*R*A* P库
式中：R为区域的年降水量（mm）；A为研究区面积（m2）；为径流系数；P库：目前库容造价（5.714元/m3）。修文县年平均径流深60.28*10-2m[4]，计算得出2001年174624.15万元，2007年173776.83。
4.2森林生态系统固碳吐氧功能的价值评价
固碳吐氧价值主要表现在绿色植物的光合作用，可计算出植物每生产1g干物质需CO21.63g，释放O21.19g。
4.2.1固碳价值量测算方法
采用造林成本法和碳税法的均值来计算生态系统固碳价值，瑞典的碳税率为150元/t（C），折为人民币1245元 /t，中国造林成本CO2为260.9元/t。
4.2.2释放氧气价值量测算方法
采用造林成本法和工业制氧的均值来计算生态系统释O2价值，工业制氧成本400元/t，中国造林成本352.93元/t。固碳吐氧价值计算公式[3] ：
P 为固碳吐氧的价值；：区域面积；：净第一生产力；G：生产单位植物干物质固定CO2或释放O2的量；：我国造林成本和瑞典碳税率或工业制氧成本的平均值。修文县森林主要以常绿林为主，其净第一生产力为：1300g/m2*a。
4.2.3固碳吐氧价值计算结果
固碳吐氧价值是固碳价值加上释氧价值，根据上述方法可计算得出2001年110414.79万元，2007年109879.03万元。（注：本文中固碳价值是指固CO2的价值）
4.3森林生态系统净化水质功能的价值评价
净化水质价值主要表现在经林地拦截的降水，改善水质[3] ，主要采用替代工程法计算。
P林 = W净* P净
P林：：林地净化水质的价值；W净：年均净化水质的量；P净：单位体积水的净化费用0.9885元/m3。计算得出2001年30209.31万元，2007年30062.72万元。
4.4森林生态系统保育土壤功能的价值评价
森林生态系统保育土壤价值主要表现为减少地表径流，防止水土流失。由于条件限制，保育土壤价值主要从减少土地损失、减轻泥沙淤积这两个方面来计算。
4.4.1减少土地损失的价值[3]
P：减少土地损失的价值，A：每年减少废弃土地的面积，P林：我国林业生产的平均收益为282. 17元/（hm2/a） [3]，u：土壤侵蚀模数，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面积，H：土层厚度，本文取我国耕作土壤的平均厚度0. 6m。
4.4.2减轻泥沙淤积的价值[3]
土壤侵蚀流失的泥沙淤积，减少了地表有效水的蓄积，故采用替代成本法来计算。（全国一般土壤侵蚀有24%淤积于江河、水库、湖泊）。
P：减少泥沙淤积和滞留的价值，K=5. 714，u：土壤侵蚀模数，ρ：土壤容重1. 3 t/m3[3]，A林：林地面积。
4.4.3保育土壤价值计算结果
修文县森林土壤侵蚀模数为1284.99t/km2 /a[4]，计算得出2001年71.18万元，2007年70.74万元。
4.5森林生态系统功能价值综合比较
通过对森林生态系统价值量进行合计得出，2001年总计315319.43万元，2007年总计313789.32万元。
5结论与探讨
5.1 结论
（1）修文县耕地、水域、建设用地和其他用地是呈增长趋势，林地、草地是呈减少趋势，变化幅度和变化速率最大的是建设用地，最小的是林地和耕地。
（2）修文县的森林生态系统服务总价值自2001到2007减少了1530.11万元。
（3）修文县林地的主要生态功能表现为涵养水源和固碳吐氧，价值大小顺序为：涵养水源>固碳吐氧>净化水质>保育土壤。
5.2 探讨
本文只考虑了森林生态系统服务功能中的4个功能 ，实际上还有如保护生物多样性等，故本文计算的总价值可能偏低，但这一研究对修文县生态服务功能也是有参考价值的，有利于相部门制定合理的经营方案，进而从整体上有利于推进修文县的可持续发展。
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第一种定义是以联合国千年生态系统评估（MA）的定义为代表，认为生态系统服务（Ecologicalservices，ES）是人类从生态系统获得的各种利益。既包括纤维、食品和药材等生态系统产出物，也包括维持生物多样性、消纳废物和水土保持等来自生态系统自身功能及其变化过程的利益。在Daily等关于生态系统服务的论著和Costanza等关于全球生态系统服务价值核算研究中都使用了这种较宽泛的定义。第二种定义把生态系统产品和服务视为2个不同的范畴，把生态系统有形产出物称为“产品”，把人类获得的、通常不以实物形式出现的利益称为“服务”。DeGroot等在探讨生态系统功能与生态系统产品和服务之间关系的论述中就区分了这2个范畴。研究生态补偿（包括森林生态补偿）应使用第二种定义，因为根据生态补偿的概念，可以把生态补偿看作一种交易，很明显，交易对象是无形的“服务”而不是传统意义上的有形的“产品”。如果在生态补偿研究中使用第一种定义，将引起价值评估结果偏大，使补偿标准偏高。下文提及的生态系统产品和服务均属于第二种定义的范畴。
2森林生态系统产品与服务的价值类型
参考普遍认同的MA报告，同时结合第1节的分析以及生态补偿研究与实践的需要，可以把生态系统服务分为调节、文化和支持三大类型。支持服务是森林生态系统得以存在的根本，是森林提供调节和文化服务的基础。对支持服务的探讨更多的是在生态学和环境保护学范畴内展开，所以讨论支持服务中的土壤形成、养分循环和维持生物多样性的生态价值比经济价值更有意义。支持服务中的初级生产则兼有生态和经济价值，由该过程产出的木材和非木质林产品具有消耗性使用价值。调节服务中的子类型，例如固定二氧化碳、水文调节和农田防护等，间接为人类提供福利，属于间接使用价值。文化服务中的森林游憩和精神宗教价值属于非消耗性使用价值，科教价值大体上属于非消耗性使用价值，因为科教活动以非消耗性使用为主。根据是否具有市场价格、是否可以在市场上进行交易，是另外一种分类方法。此时，可以把森林生态系统产品价值划归“市场价值”，把生态系统服务价值划归“非市场价值”。在这种分类方法中，产品的“市场价值”与服务的“非市场价值”之和相当于分类系统中的总价值。
3生态补偿的概念、内涵与要素
目前国内外对生态（效益）补偿没有统一的定义，但是具有代表性的一般都是从环境或生态经济学角度给出，例如Wunder提出的PES定义，李文华等对生态补偿概念和内涵的解析。综合国内外研究，本研究认为可以把生态补偿理解为：为保证一定数量和质量的生态系统服务的可持续供应，而向生态系统服务提供者支付现金或提供物质、技术和优惠政策等作为奖励，或者向破坏者收费用以补偿和修复生态系统的一种基于利益关系调节的经济刺激手段或制度安排。这是从较宽泛角度的理解，包括激励和惩罚2个方面。因此，可以把森林生态效益补偿看作是一种市场化的交易行为，它包括供应者、购买者、交易对象和交易价格等要素，这些要素缺一不可。1）供应者一般是林权所有人或者实际占有者，在土地私有制国家一般指私有林地所有人。在中国，北方主要是国有林区；南方为集体林区，经过林权改革，个人林权所有者比例已经增大。2）交易对象是具有一定价值的某一种或者几种森林生态系统服务，具有“公共物品”属性，其载体是特定林地和地上森林植被构成的生态系统。交易对象的“外部性”特征决定了它们的边界有时不甚清晰，但其载体具有清晰的边界和权属关系，这是实现交易的前提。3）购买者通常是公共利益的代表者———政府，当然也可以是一些非政府组织、国际机构等，或者多种组织的联合体。4）交易价格即补偿标准。为便于实践操作，一般按森林面积逐年支付，元／（hm2•年）。
4“理性”决策下的机会成本
本节中“理性”是指经济学“理性人”概念中的“理性”。现实中经常存在2个决策单位，一是政府（整体长远利益的代表），二是经营者（私人、局部利益的代表）。“理性政府”决策目标是整体长远利最益大化，随着社会经济发展和人们对生态系统服务认识的提高，优先考虑森林生态系统服务价值逐渐成为世界潮流，例如现有植被是天然林的，要求维持自然状态；是人工林的，要求尽量经营混交林、延长轮伐期和实行择伐。“理性人”（经营者）决策目标是经济利益最大化，从生产成本、产品产量和市场价格等因素出发，通常选择经营人工纯林，缩短轮伐期，实行皆伐。对同一林分而言，产品和服务价值的最大化不可能同时实现，必然有所取舍。为示区别，称政府选择的经营模式为“经营模式Ⅰ”，经营者选择的为“经营模式Ⅱ”。2种经营模式获得的服务价值存在差异。假定现有植被为天然林，长方形的高度示意单位面积天然林和人工林ES流量价值的相对大小。一般情况下，人工林每年单位面积的ES价值低于天然林，因为：人工林的物种多样性显著降低于天然林；群落结构相对单一使人工林保持水土、养分循环等方面的价值低于天然林。此外，为保持人工林的稳定性和林木的较快生长，通常需要投入一定量的农药、化肥，这些物质进入环境后容易污染水体、破坏大自然食物链。当选择经营模式Ⅰ时，意味着保留天然林，公众可以获得高于人工林的ES价值，高出部分用图2中的Δ表示，显然它是一个差值。Δ也可以解释为选择经营模式Ⅱ时（表现为皆伐天然林后持续营造和经营人工纯林），公众因选择的改变而引起的ES价值的损失。使了流量的概念，并且关注不同森林类型生态系统服务的差异，原因是：1）正如消费者入住酒店时，付费购买的是所需的服务（按时间计费，视为“流量”），不是酒店的资产（“存量”），森林生态效益补偿交易的是生态系统供应的服务“流”，很少涉及到生态系统本身的交易（或者说森林资产“存量”的买卖）。2）当某一块土地林地使用价值属性不变（现实中，受法律法规的约束，林地不能随意转变为其他用途的土地），而地上植被面临不同选择时，损失的是一个差值，不是生态系统服务全部。天然林和人工林经营决策“博弈”的例子，天然林和人工林都可以提供涵养水源、保持水土和固定二氧化碳等服务，所不同的是数量和质量。因此，实践中应当分析、界定和评估“流量”价值，用流量价值作为制定补偿标准的参考依据。当面临林地用途不变、地上森林类型可能发生变化的情景时，应正确评估生态系统服务可能发生的得失，并根据经济学中机会成本的定义，选择最大的差值作为该情景下补偿标准的参考。例如，假定在我国亚热带林区拟通过生态补偿防止某片天然阔叶林（流量价值为ES0）转变为人工林，当地最流行的人工林是马尾松林和杉木林，同等立地条件下流量价值分别为ES1和ES2，则Δ＝max（ES0－ES1，ES0－ES2）。进一步，可以得出：1）对于公益林，评估其ES总流量价值；2）对于商品林中的天然林（即天然商品林），评估天然与潜在转变的人工林类型的ES总流量价值之差。而一般情况下商品林中的人工林生态价值不高，一般不予生态补偿。
5评估原则与指标
5．1评估原则
根据生态系统服务及其载体的基本特征，参考生态系统服务价值评估和绿色GDP核算等相关理论和实践经验，提出4项评估原则：
1）评估对象应是可以给人类带来福利的，虽然属于非市场价值，但是具有直接或者间接使用价值的ES。这些ES是生态系统自身过程和功能的结果，但不等同于过程和功能本身。
2）评估对象的载体（指具体的森林实体）应具有明确的时空范围和权属关系；
3）评估对象的流量可以计量；
4）根据生态补偿的定义，评估对象应具有“公共物品”的性质。
5．2指标筛选
根据5．1的4个原则，参考MA中ES的分类，以及1、2和3节对生态系统服务和生态补偿概念和价值类型等的界定，对常见森林生态系统服务评估指标分析和筛选情况见表1。总体上，由于调节服务的物理量可测，价值评估的方法多样，因此这部分指标均可采用。文化服务指标受社会经济发展水平和人的主观影响较大，因此这部分指标不适合。支持服务属于为人类提供各种福利的生态系统过程和功能，不是结果，例如物质循环过程可以改善森林生态系统输出水分的水质，就生态补偿而言，需要评估的是具有一定质量和一定输出水量的价值，而不是该生态系统过程，因此支持服务包括的指标也不适用于面向生态补偿的价值评估，但较为特殊、需要讨论的是维持生物多样性价值。
5.2.1同时满足前述4项原则的有：
1）传粉。
指某一森林中传粉昆虫发挥的作用。传粉使特定经济植物正常完成开花结果，出产经济物品，使人们从中获益。可以用避免损失成本法评估其价值。2）调节气候。森林植被的存在改变了地球下垫面性质、影响光辐射，森林还可以调节水、气循环，森林这些都会影响气候，作用于人居环境，影响人们的生产生活。例如：一定面积的城市森林可以减轻热岛效应，可以用生产近似法、替代成本法评估。
3）农田防护。
主要是人工林，例如我国北方地区的农田林网，在夏季可以减轻干热风的危害，保障作物稳产、高产。可以用避免损失成本法评估。
4）净化大气。
森林植物可以吸附大气中的有害物质。一般使用替代成本法评估该种价值。
5）控制土壤侵蚀和保留营养元素。
控制土壤侵蚀是森林保持水土和涵养水源2种功能共同作用的结果。森林植被的存在可以减轻降水对土壤直接冲击；森林植物通过与土壤的相互作用使森林土壤保持较强蓄水能力，森林枯落物也具有较强蓄水能力，这些都可以减弱地表径流，从而减少被水流带走的表土量。可以用避免损失成本法、替代成本法评估。
6）调节水量和改善水质。
在旱季森林缓慢释放土壤中的水分进入水系，在雨季森林对地表径流的形成有一定的消减作用，森林植被通过蒸腾作用消耗土壤水分，这些作用共同形成调节水文循环、调节流域水量的作用。降水在进入森林生态系统后，其中含有的有害物质可以因一些生化反应而降解，或者被植物吸收、被森林土壤过滤，从而得到净化。同样可以用替代的思路评估森林调节水量和改善水质的经济价值。
7）固定CO2和释放O2。
森林通过光合作用将大气中的CO2固定在生物量之中，同时释放O2。可以用替代成本法评估。固定CO2价值也可以用碳税法来评估。
5.2.2不能同时满足4项评估原则的指标有：
1）森林游憩。
该项价值属于非消耗性直接使用价值，属于“市场价值”类型，不属于“公共物品”。而且，受交通、地形等因素限制，不是所有森林都具有游憩价值。
2）精神与宗教。
精神与宗教属于历史、文化等非物质文化遗产范畴，其载体通常是一个具有一定区域分布的、完整的生态系统（例如神山和圣地），不宜割裂，因此不适合用单位面积价值描述其价值，也不适合评估流量价值。
3）科教价值。
科教价值取决于人类认知水平、重视程度和社会经济发展水平，难以按流量评估。
4）土壤形成。
土壤的形成需要自然和生物作用的漫长过程，不宜按年为单位计量流量。
5）养分循环。
养分循环是生态系统的内部反应过程，相应于人类利用而言属于中间过程。
6）初级生产。
初级生产是生态系统自身得以维持的根本，是一个生物化学过程，该过程的产出物流通于市场后成为具有“市场价值”的生态系统产品（木材和果实等），因此不应入选。
5.2.3需要讨论的是维持生物多样性价值。
生物多样性一般包括3个层次：基因多样性、物种多样性和生态系统多样性。生物多样性的价值具有两重性：一方面，3个层次的多样性都具有使用价值，可以在市场上进行交易，属于“市场价值”类型，体现在高价值的基因、物种和森林生态系统（森林景观）的开发利用和产品、产权的交易等社会经济活动中，可以用市场定价法、条件价值法、旅行费用法等传统的价值评价方法进行估计；另一方面，3个层次的多样性又都具有从人类精神、情感上定义的存在价值的特征，属于“非市场价值”，一般采用支付意愿调查或者基于特定人群（例如专家评审团）打分的方法等进行评估。根据前述原则，须在生态效益补偿研究中评估“非市场价值”涉及的内容。
6结论与讨论
6．1结论
森林生态补偿具有市场交易行为特征，但是其内涵和目标决定交易对象通常是森林生态系统服务“流”，不是木材、食品、草药等森林生态系统产品“流”，也几乎不涉及森林资产（存量）的买卖。用“元／（hm2•年）”表征服务“流”的价值（即流量价值）较为直观，符合补偿金按面积逐年发放的实际。在常见价值评价指标中，适用于生态效益补偿标准制定的有8种：传粉、调节气候、农田防护、净化大气、控制土壤侵蚀与保留营养元素、调节水量和改善水质、固定CO2与释放O2，以及维持生物多样性（特指“非市场价值”涵盖的内容）。需注意，在具体评估实践中选择某一项、某几项或者全部上述指标进行评估，取决于对象的自然特征和功能。因此要求研究者对森林特征和功能有清晰的认识。森林的消失与加快气候变化、增加土壤侵蚀与水土流失、生物灭绝等关系密切，保护森林，尤其是天然林，已经成为世界各国共同关切的重要问题。在这一背景下，林地不容易转变为其他用途（比如农用地和建筑用地等），但是经常面临森林类型的改变，这与林地和林木的权属关系相关。集体林权改革完成以后，天然商品林的林权所有者有权选择皆伐天然林、经营人工林，如果准备用生态补偿政策鼓励林权所有人持续经营天然林，避免皆伐天然林，可以用需要保护的森林和潜在转变的森林类型供应的ES流量价值的差作为补偿标准的参考值。
6．2讨论
1）补偿标准的动态和极限。森林生态系统是生命与非生命组分共同组成的有机体，ES价值量会伴随演替过程而发生变化，同时，人们对ES的购买力也随社会经济发展而发生变化。因此，补偿标准也应当具有动态性和极限———随支付能力的增强而加大补偿力度是合理的，但是标准上限应趋近、但不超过系统处于相对稳定状态（顶级群落）供应的ES“流”的价值量。现实中，兼顾考虑森林生态系统演替动态的，尚属空白。
黑龙江省乌裕尔河自然保护区位于黑龙江省富裕县东南部,北与黑龙江省依安县、讷河市接壤,西靠齐嫩铁路,南以齐黑公路为界。地处乌裕尔河中游,与扎龙自然保护区隔路相望。地理座标为东经124°10′~124°53′,北纬47°29′~47°52′。乌裕尔河自然保护区的保护对象是温带湿地生态系统及栖息于此的珍稀濒危野生动物。依据《中华人民共和国自然保护区类型与级别划分标准》(GB/T14529-93),乌裕尔河自然保护区属于“自然生态系统类”,“内陆湿地与水域生态系统类型”的自然保护区。乌裕尔河自然保护区总土地面积为90600hm2。其中湿地面积约占总面积的70%。是即扎龙自然保护区之后,在松嫩平原上又一以保护湿地生态系统及珍稀水禽的大型自然保护区。
2自然生态质量评价
自然保护区是建立在自然生态系统、保护管理系统和社会经济系统之上的综合体。其建立的目的,是在此区域内保护各种保存完好的、典型的自然生态系统、生物物种和各种自然历史遗迹。自然生态系统的质量如何,是保护区建立的关键。
2.1典型性
典型性是度量自然保护区的生物区系、群落结构和生态系统与所在生物地理区域的整个生物区系和生态系统的相似程度的一个指标。乌裕尔河自然保护区是松嫩平原湿地的重要组成部分,是目前我国保存下来的最为典型和完整的代表松嫩平原湿地类型的湿地生态系统之一。保护区内栖息的重要珍惜水禽如丹顶鹤、白头鹤、大天鹅等国家级重点保护动物,珍贵植物如野大豆、黄芪、甘草等,都具有很强的代表性和典型性。尤其是以丹顶鹤为代表的珍惜水禽等重点保护动物,体现出了乌裕尔河自然保护区的典型性和代表性。
2.2稀有性
自然保护区的稀有性是用来衡量物种、生境和生态系统在自然界现存量的稀有程度,首先表现在地理优势上,由于保护区地处黑龙江省西部松嫩平原乌裕尔河中游,位于东北亚内陆,是各地区繁殖鸟类迁徙过渡带和繁殖地。其次保护区内生境条件优越,很多珍贵或稀有物种分布于此。具调查,保护区内国家一、二级重点保护动物如丹顶鹤、大天鹅等39余种,在一个保护区内分布如此众多的珍惜物种实属罕见。另外,由于松嫩平原开发较早,大面积的湿地被开垦为耕地,使得原有生态系统遭到破坏,但由于乌裕尔河自然保护区周边开发较晚,不仅保存了原始湿地生态系统,也是众多湿地动物,尤其是湿地鸟类栖息、繁衍的理想场所。
2.3多样性
自然保护区的多样性是反映物种多度和种群丰富度的一个指标。乌裕尔河自然保护区由于地处多个植物区系的交错地带,而表现为植物种类繁多。保护区内有70科500余种高等植物,从动物种类组成上看,保护区内鱼类有9科51种,两栖动物2目6种,爬行动物有2目2科6种;鸟类区系复杂,共有48科265种鸟类,其中国家Ⅰ级保护动物有丹顶鹤、白鹳等7种,Ⅱ级保护动物有大天鹅、白鹭等32种;本区兽类共有5目12科37种。表现出较大的物种多度与丰度。
2.4自然性
保护区的自然性是度量保护区内保护对象受人为干扰程度的指标。由于近年来当地政府及林业主管部门加大了对保护区的管理力度,以及当地居民环保意识的增加,乌裕尔河自然保护区内的湿地生态系统现在已是很少受到外部人类干扰的自然生态系统,核心区内基本没有居民点和生产点,其内的生态系统一直按照其自身规律演替和发展,是中国松嫩平原地区湿地生态系统的自然本底,对保护我国松嫩平原湿地生态系统及物种资源具有十分重要的意义,具有较高的自然性。
3自然保护区价值
乌裕尔河自然保护区总体表现为生态系统的完整性、生物物种和遗传的多样性、丰富性,又具有资源稀有性与代表性,使保护区体现较高的保护价值。
3.1社会和经济价值
对自然保护区的社会经济效益进行评价,可以使人们认识到自然保护区在国家经济建设和社会发展中的作用,进而实现社会各界都来支持自然保护区的建设和发展。具体从以下几方面来对自然保护区的社会经济效益进行评价。①实物直接用途:实物直接用途是指自然保护区内的实验区的资源合理开发利用与持续利用中对人类和社会提供的直接效益,是人们最容易感受到的自然资源,也是可以直接消费的市场产品。乌裕尔河自然保护区内的试验区蕴藏着丰富的生物资源,许多种都具有不同的用途和较高的经济价值,可以进行适度开发。另外,还可以在试验区内开展经济植物种植和珍稀野生动物养殖业,可以获得较高的经济效益,但这些活动必须在严格论证和详细规划下,在保护好自然环境和自然资源的条件下才能进行。②非实物直接用途:非实物直接用途是人类利用自然保护区的美学价值、娱乐价值、文化价值和社会影响价值所产生的直接经济效益。即人类对保护区内自然资源所提供服务的利用,这些资源能够看得见,且能产生直接的经济效益和良好的社会效益。乌裕尔河自然保护区内自然资源丰富、风光秀丽,形态万千的动植物资源,既是丰富的生态旅游资源,同时还具有很高的美学价值和文化价值。是开展生态旅游、摄影、绘画的理想场所。通过以上活动的开展,可以获得直接的经济效益。乌裕尔河自然保护区内丰富的生物物种是重要的基因库资源,它可以为人类将来的利用保留一个选择权,其将来也可以为保护区带来直接效益,但其效益的大小,目前尚无法估计。乌裕尔河自然保护区内保持完好的自然生态系统,适合开展科学研究和接待大中专院校的学生实习工作以开展中小学生科普教育,可以为科研院所和大专院校提供良好的研究基地。虽然这里还未接待大专院校学生的实习工作以及中小学生科普教育,但这方面具有很大的潜力。这些都可以获得一定的经济效益和良好的社会效益。
3.2生态价值
间接用途是保护区的生态学功能所带来的社会效益,这些生态学功能在维持人类经济活动和创造人类社会福利方面发挥了重大作用。生态学功能不是直接的用途,不能被人类直接消费,它是一种巨大的潜在的间接用途。
3.2.1涵养水源,保持水土乌裕尔河自然保护区内保存完好的湿地生态系统具有极强的蓄水、集水和保水的功能。保护区区内河流众多、泡沼星罗棋布,因此,不论旱涝,保护区对于调节乌裕尔河水位,防止水土流失都起着重大的作用,可以使保护区周围免遭周期性洪水、旱灾和水源污染等方面的侵害。保护区建成以后,可以有效地防止区内湿地生态系统的破坏,在涵养水源和保持水土方面发挥着巨大的作用,产生巨大的生态效益。#p#分页标题#e#
3.2.2调节气候乌裕尔河自然保护区保护了一个完整的湿地自然生态系统,湿地的升温与降温均较慢,对周围环境的温度和湿度有调节作用。因此,区内生态环境和气候比较稳定,对周围地区的气候维持和调节也产生积极的影响。
3.2.3区内良好的环境为许多野生动物尤其是珍稀水禽提供了居住地或迁徙保护区建成以后,经过严格的保护和管理,可以为野生动物创造一个理想的生存繁衍环境。
关键词：中国移动；3G；战略；生态系统
中图分类号：F623 文献标识码：A文章编号：1007-9599 (2011)05-0000-01
Development Strategy of China Mobile in 3G Era
Wang Zhe
(Guangdong Public Communications Construction Supervision Co., Ltd. Cheng,Huizhou516003,China)
Abstract:In order to define the times in the 3G mobile operators in building the value network development strategy, this article will be applied to ecological systems for the development of China Mobile. The results show that the integrity of the ecological needs of mobile network operators and value-added service providers, application software providers, equipment manufacturers and work closely with other relevant organizations, to fully stimulate the development of mobile digital services. Therefore, the mobile network operators should adopt to manage the entire value chain, set the appropriate value of the sharing mechanism in order to play in this key role in the ecosystem.
Keywords:China Mobile;3G;Strategy;Ecological systems
一、国内运营商三足鼎立的竞争格局
移动通信行业正在向着3G业务迅速发展，特点为移动带宽网络和高质量的多媒体服务（Dekleva， Shim， Varshney & Knoerzer， 2007）。在这样的转变过程中，移动网络运营商的商业模式发生了很大变化。移动服务的扩张带来了该行业更多的参与者，而与以往相比，新技术和服务需要更多的合作。在这样的环境下，每一个参与者必须处理复杂的企业网络，可能会横跨多个行业（Kuo和Yu， 2006）。因此，企业生态系统的概念开始出现并广泛应用在企业中，对企业发展战略的规划具有重要影响（Zhang和Liang，2011）。
对各家运营商来说，面临的发展环境也各不相同：
中国电信抢占市场先机，但是客户数量有限。由于中国移动和中国联通所使用的TDSCDMA和WCDMA都需要重新建网，而中国电信所使用的CDMA网络通过直接升级便可提供3G服务，因此，中国电信在3G网络覆盖上占据先发优势。但在3G业务的发展上，也面临着客户基础薄弱、移动运营经验不足的短期风险。
中国联通技术网络领先，具有更好的发展潜力，但网络建设滞后，失去了先发机遇。尽管中国联通的3G业务启动最晚，但其获得的WCDMA牌照是目前世界上技术最成熟、商用最广泛、终端产品最多的制式，其最诱人的亮点就是上网速度远远超过固定宽带，因此，从技术层面来说，中国联通在3G发展的竞争中明显处在相对有利的位置。目前联通的主要劣势在于网络建设滞后，进入正式商用时间较晚，为其他运营商的3G 推广留出时间空档。
中国移动经济实力强大，品牌信誉度良好，客户资源丰富，但是技术力量有限，影响未来的发展。中国移动推广3G 最大的优势是资本实力雄厚，品牌信誉度良好足，而且3G业务启动较早，赢得了打造产业链的宝贵时间。另外，对拥有自主知识产权TD-SCDMA牌照的中国移动，发展3G的利好就是政策支持，客户资源丰富，劣势主要是在发展3G很大程度上受制于终端和网络的不成熟，未来3G终端产品仍亟待开发。
二、评价企业战略的分析框架
（一）实施过程的评价。重点战略的实施过程可以根据5个关键点进行定性的检测：构建和共享高价值的资产、鼓励创新、管理价值创造过程、与贡献者共享价值、开拓外部网络。可以构建一个简单的检验清单，每一项的范围可以反映战略实施的一个侧面。例如，“构建和共享高价值的资产”的范围可以分为：1.只共享低价值的一些资产；2.只共享新的价值创造需要的置产；3.共享必要和其他的有价值资产，但需要进一步发展；4.共享高度发展的资产，对价值创造贡献很大。这样，就可以用这些范围评价重点战略的实施情况了。
（二）实施效果的评价。重点战略的目的就是培养一个健康的生态系统，而这个系统可以产生高价值的产品和服务。战略的效果可以由生态系统的健康状况反映。一个健康的生态系统应该为其成员提供可持续的增长机会，改善提供给客户的价值。Iansiti和Levien（2004）提出了企业生态系统健康情况的三个测度标准：生产率、稳健性和创新性。其中，生产率是指生态系统可以改善其产品和服务的能力；稳健性是生态系统面对环境变化的持续发展能力；创新性则是指企业吸收新技术，进行生产创新的能力。测度生态系统这三个方面有多种方式。投资回报率用来测度生产率，企业数量或者生态系统成员的存活率可以测度稳健性，而新产品收入占所有收入的比重可以用来测度创新能力。
三、中国移动重点战略的分析
中国移动学习NTT DoCoMo的i模式，开始提供移动梦网服务，但是由于面临着与日本截然不同的发展环境，移动梦网需要更加努力去改善和管理这个生态系统。开始时，中国移动在管理大型企业网络方面没有足够经验。市场混乱的另一个原因就是信息服务的监管系统在中国尚未建立。由于中国移动有责任监控其它运营商，它必须也能自我规范。为了获得较好的财务数据，中国移动在各省的机构可能在推广时采用了不合适的促销活动。如果他们失去了客户的信任，整个生态系统就会崩溃。对该生态系统的各运营商来说，要保持该生态系统健康发展，必须要持续创新。为满足市场需求，中国移动已经实施了持续的服务创新。
四、结论
从本文的分析看，中国移动的重点战略总体来看是成功的。一个完整的生态系统可以促进移动数据服务的发展。设备制造商、服务提供商和应用软件供应商是这个生态系统中的主要参与者。有效地价值创造和价值共享机制对该生态系统的健康发展至关重要。作为该生态系统重要组成部分的运营商应该将精力放在价值创造上，以保证生态系统价值的增长。有效地参与者关系管理和活跃的创新都是主要的成功因素。
参考文献：
论文摘要：罗尔斯顿在反对“人类中心论”和“生物中心论”的基础上提出了“生态中心论”的自然价值论，它充分地体现了人类在其中的地位以及人类与自然界的关系。罗尔斯顿在自然价值论中对人类采取了“双维度”的定位，既肯定了人类主体在自然中的重要性，同时也表明了生态系统的系统价值高于一切主体性价值。自然价值论对我们在推行人与自然和谐发展的理念与建设社会主义和谐社会具有重要的参照指导作用。
一、生态中心论的理性定位
“后道德时代”［1］240，人的价值观、伦理观发生了根本性的改变，正如法国哲学家吉尔利波维茨基所说，“人的义务超越了那种将其限定在即时的人际间范围内的传统伦理范畴”［1］241，人类的责任已经延伸到了整个生物圈。学者们开始对价值进行了深入的讨论，由陈旧的主观价值论发展到客观价值论，把价值从人延伸到了整个生态系统。罗尔斯顿则是客观价值论代表人物之一。
人类中心论认为，人只对自身（包括其后代）负有道德义务，环境只是工具，生态环境中的动植物不具有道德意义，只具有工具价值，而不具有内在价值。生物中心论认为，人的道德义务的范围并不只限于人类，人对所有的生物都具有的道德义务是直接的，所有的生命的价值都是等同的，没有高低之分。罗尔斯顿的自然价值论是基于对“人类中心论”和“生物中心论”反对的基础上建立起来的。罗尔斯顿认为，“生命中心论”是不正确的，但“人类中心论”也是错误的。［2］98他认为，所有的生命并不是毫无差别地都处于中心位置的，生命之间不是完全等同的，是具有层次的。［2］98但同时，他又认为，生态系统在功能上也没有把人放在中心的位置，在人产生之前，许多其他的生物已经存在了，在生态系统中，细菌对维持生态系统稳定的作用比人更大。所以，他主张应该把人放置在生态系统中，从生态系统的角度来考虑生物的价值和人与有机体之间的关系。他的这种环境伦理的观点被称为“生态中心论”。德国哲学家奥特弗利德赫费称生态伦理学“新颖甚至比一种范式转换更激进”［3］90。
罗尔斯顿认为，人类的主观性的价值事件只是“发生在地球上的更大、客观的价值产生和价值支撑的一个子集”，这个子集是“一个以客观价值事件为基础的子集”［2］6。正如人是自然的产物是“通常被遗忘的第一个功能”［3］91。所以，人类的评价行为应该是一种“生态的评价”，即所有的事件、主体及其评价对象，都发生在自然场景之中［2］277。但同时，人类的主观性价值事件是在所有子集中处于顶点的［2］6，人是自然最高级的创造物［2］269，具有最高级的价值［2］259，处于价值金字塔的顶层，当然，这个价值指的是内在价值。但是，在系统价值的层面上，人类的价值是最小的，处于系统价值的底层。因此，罗尔斯顿的自然价值论对人类的定位具有双维度。这种定位的方式是一种理性的定位，是对“人类中心论”和“生物中心论”的极端主义立场的纠正，为理论的实践性提供机会。
二、人类主体在价值与内在价值关系中的定位
大自然是一个客体的价值承载者。［2］4在自然生态系统中，所有的自然创造物都有价值，这些价值早已存在于大自然中，人作为评价者只是发现这些价值，而不是创造这些价值。罗尔斯顿反对克里考特把这个“发现”价值的过程描述成“由观察者的主观情感投射在自然客体或自然事件上” ［2］154，认为人类的评价活动并没有任何东西从人传送到自然客体。所以，罗尔斯顿认为，评价过程中的“投射”最好被理解成“翻译” ［2］155。价值与内在价值不同，价值具有工具性，是事物的特征或自然属性被人翻译后而形成的。人是价值的根源［2］157，是人把自然物的属性记录下来，并翻译成价值，人是价值的拥有者。而内在价值则不因人是否存在而存在，尽管不被人发现也真实地存在于自然物种。可以说，价值是由内在价值翻译过来的，与内在价值相比，仍对价值的显现只是一个副现象。
对于主体的定义，罗尔斯顿说：“所谓主体并非一定是具有判断能力的主体，但至少得是能够进行运动和作出感情反应的主体。” ［4］189而人类是唯一的道德物种［2］6，是唯一的道德主体，是唯一的道德人［2］146。价值与人类的意识是密不可分的，如果没有人的参与就不会有价值的产生，但并不否认自然物的自身所具有的内在价值。
由此可见，具有人类痕迹的价值与内在价值之间是被包含与包含的关系（图1）。
图1 价值与内在价值的关系示意图（个体角度）
从图1可以看出，对于自然物的个体而言，自然物的内在价值在经过人类的翻译活动之后，形成若干种不同的价值。
而在生态系统中，生态系统对人的某种价值是由若干种自然物的内在价值构成的，是各种内在价值的有机组合。如图2，它反映了在生态系统的角度中价值和内在价值的关系，这种关系与图1所反映的关系是相反的。
图2 价值与内在价值的关系示意图（系统角度）
在此，人类是内在价值被翻译成价值的过程的评价者，罗尔斯顿在肯定自然物内在价值的时候，并没有否定处于本物种角度来评价外物种的合理性和能动性。
三、人类主体在内在价值与工具价值关系中的定位
如上所述，罗尔斯顿的自然价值论对价值的定义是具有人类痕迹的，价值的概念是相对于人类的工具性为出发点的。尽管如此，价值并不等同于工具价值，工具价值的概念是放置于整个生态系统范围的，是对于生态系统中的所有自然物而言的工具性价值。工具价值按照罗尔斯顿的定义是：“指某些被用来当作实现某一目的的手段的事物。”［2］253同样存在于生态系统范围内的自然物的内在价值是与工具价值相对的，内在价值是指：“那些能在自身中发现价值而无须借助其他参照物的事物。”［2］6工具价值和内在价值都是客观地存在于生态系统中的，生态系统中的每种自然物都不以其他事物为参照而具有内在的价值，同时也对其他自然物具有工具性价值，两者的交织存在促成了生态系统的运行。在系统的层面上看，内在价值恰似波动中的粒子，而工具价值亦如粒子组成的波动。［2］297对于内在价值和工具价值的关系，如图3所示。
图3对工具价值和内在价值的关系的描述是基于个体角度的，在这一角度看，工具价值与内在价值是被包含和包含的关系。当主体对其他自然物显现工具价值的时候，主体自身的内在价值相对于其他不同的自然物有不同的工具价值。不同的工具价值是由主体的内在价值向其他自然物呈现的，相对于不同的工具服务对象而言，个体的内在价值具有不同的工具性。
图3 工具价值与内在价值的关系示意图（个体角度）
从系统角度来考虑工具价值和内在价值之间的关系的，在生态系统的层面上内在价值和工具价值的关系与在个体层面的关系相反，工具价值与内在价值是包含与被包含的关系（图4）。对于生态系统，一种工具性价值是由若干种自然个体的内在价值有机结合而成的，多种生物的特征的组合完成生态系统的一项功能。
图4 工具价值与内在价值的关系示意图（系统角度）
在工具价值和内在价值的关系中，人类是如何得到定位的呢？罗尔斯顿在解决工具价值和内在价值的关系时把两者区别了高低的不同层次。他认为，内在价值的等级大致是：人的价值最高，从高等动物到具有系统发育功能的或神经复杂性的动物，植物的价值更低，微生物的价值最低［2］164。在实践上，植物的价值就几乎是零［2］163，他认为：“植物的概念在伦理学中几乎没有什么用处。”［2］163
图5 内在价值与工具价值层次分布图
内在价值与工具价值在自然物中的比例是由“存在物等级”［2］305确定的，罗尔斯顿认为，比例分布的不平均不是一个“与平等有关的问题”，而是一个“与品级有关的问题”［2］99。显然，在这个品级中，人类是处于最高点的顶层价值者，是“最有价值的作品”［2］306。因此，罗尔斯顿拒绝对人以外的其他物种采取“伤感主义态度”，主张在生态系统规律允许的范围内牺牲它们以满足人的需要。
四、人类主体在系统价值中定位的调整
利奥波德认为：“土地伦理是要把人类在共同体中以征服者的面目出现的角色，变成这个共同体中平等的一员和公民。它暗含着对每个成员的尊重，也包括对这个共同体本身的尊重。”［5］193罗尔斯顿对此是认同的，工具价值与内在价值都是针对个体的主体性而言的，但在整个生态系统的层面上，我们需要的不是某种“主体道德”，而是“客体道德”［2］277。从主体性的角度，我们使用工具价值和内在价值两个术语来描述个体的价值，但对于生态系统这个客体而言，无论是工具价值还是内在价值，都是不适用的［2］254。因为生态系统虽然拥有 “自在的价值”，但却不像有机体那样具有“自为的价值”，生态系统是价值的生产者，但却不是价值的所有者，也不是价值的观赏者。只有有机体才能是价值的所有者，只有人类才是价值的观赏者。
因此，对于生态系统的价值，罗尔斯顿运用了第三个术语——系统价值［2］255。系统价值弥漫于整个生态系统，但它并不是生态系统各部分的价值的简单相加。对于系统价值，罗尔斯顿强调的是自然的一种创造性，他认为，系统价值是某种充满创造性的过程。这个过程创造的产物就是自然物的内在价值，是“被编织进了工具利用关系网中的内在价值”［2］254。生态价值这一客体性价值是高于一切主体性价值的，在生态系统的系统价值层面，人类的定位得到了调整。在从人到微生物这一内在价值下降的曲线的坐标上，大自然创造出的系统价值是呈上升趋势的(图6)。［2］164
图6 系统价值与内在价值的趋向示意图
可见，在客体性的系统价值中，人类的定位得到了调整，不再是如对于内在价值那样处于价值金字塔的顶层，相反，当人类置身于整个生态系统的时候，人的系统价值并不如植物或是微生物。
五、人类主体在内在价值、工具价值与系统价值三者关系中的双维度定位
有人认为，罗尔斯顿抛弃人类中心主义是过分理想化［6］，笔者并不苟同。其实，罗尔斯顿对人类的定位是采取双维度方式的。在罗尔斯顿建立的内在价值、工具价值与系统价值模型中，把自然的生态价值分于七个系统中，这七个系统按照内在价值大小由上至下依次为：人类文化系统、人类自然系统、动物自然系统、有机自然系统、地球自然系统、地壳自然系、宇宙自然系统。七个系统由上至下形成一个金字塔形的模型，人类文化系统是处于塔尖的，宇宙自然系统处于塔底。从上到下，主观性价值逐渐减弱，客观性价值逐渐增强，到塔底的部分（包括动物自然系统的下半部分、有机自然系统、地球自然系统、地壳自然系统与宇宙自然系统）就完全是客体性的价值了。同时，由上至下，系统价值是逐渐增大的，系统与系统之间互为工具价值。
内在价值和工具价值广泛地存在于自然生态系统中，作为生态系统本身，它具有高于主体性价值的系统价值。罗尔斯顿在强调自然物内在价值的时候，更强调系统价值、强调内在价值间的联系性，反对一味地把自然物的内在价值从生态系统中剥离出来，看成是纯粹内在的和基元的，他注重每一种内在价值与从其产生的价值之间联系，主张主体性价值要被放置于整个生态系统中来评价。人类在这三者的关系中是以内在价值最大，而系统价值最小的双维度身份出现的。对人的顶层内在价值的肯定是人作为生物群体对本物种的立场的维护，是对“生物中心论”由于价值中心的模糊而导致的实践上的无法施行的空泛的避免；对人类的底层系统价值的确认是人作为唯一的道德道理人明确自身对维护其他物种和自然环境，以及整个生态系统的价值的义务于合理性，是对“人类中心论”的盲目性而导致生态系统的破坏的纠正。
六、自然价值论对社会主义构建和谐社会的指导意义
人类社会发展和自然生态发展的矛盾已成为当今中国乃至世界的重要话题，社会主义和谐社会和社会主义科学发展观同时提出了要实现人和自然的和谐共处，十七大报告也重点提出了建设生态文明，牢固树立生态文明观点的重要指导思想。笔者认为，如何解决人与自然的矛盾，关键在于如何解决人类在人与自然两者关系中的定位，也就是人类如何理性地处理自身发展与自然生态发展的关系。这一定位的失误将可能导致人类对自身生存的迷惑即生物中心主义，或导致人类对自然内在价值的藐视即人类中心主义。因此，对人类自身的正确定位是发挥人类在处理人类自身发展和自然生态发展之间的矛盾关系的主观能动性的基础。
罗尔斯顿的自然价值论认为人类的主体性价值在自然生态中的重要性是应该予以肯定的，但从生态系统的角度看，人类的价值只是生态价值中微小的一部分，生态系统的价值高于一切主体性价值。由此，我们应该认识到：
（1）人类的主体性价值对人类和人类社会自身而言是崇高而不可低估的，人类的发展是以人类社会的繁荣为目的的。经济、文化、政治等社会要素的发展状态是衡量人类社会发展状态的重要指标，人类的繁荣需要这些社会要素的繁荣。自然在实现这些社会要素的繁荣中，对人类具有工具性价值，人类可以利用自然的工具性价值改造自然界。
（2）人类的主体性价值对生态系统的价值而言，是极其微小的。生态系统的平衡需要各种生物群落的平衡发展，人类社会的发展不能以剥夺其他生物群落的发展为代价。自然不仅对人类具有工具性价值，而且具有自身的内在价值，它们的价值的存在是不以人的主观意志而改变和抹杀的。
（3）人和自然要和谐发展，必须在认识并利用自然的工具性价值的基础上，尊重自然自身的内在价值，并意识到人类自身的主体性价值是从属于生态系统的系统价值的，系统价值的消亡必然导致人类主体性价值的消亡。
由此，人类在利用自然的时候，应考虑人类价值的实现是否严重损害了自然内在价值的实现和自然系统生态价值的维护。人类社会的和谐发展必然要在尊重自然生物内在价值，维护自然生态系统价值的基础上实现。
七、总结
罗尔斯顿在自然价值论中对人类的定位是具有双维度性的，在主体性价值即内在价值的维度上，人类是顶层价值者，但在客体性价值即系统价值的维度上，人类是底层价值者。可见，罗尔斯顿在坚持人的主体价值的同时，更坚持把人放置于生态系统中来考虑；在强调生态系统的系统价值高于一切主体性价值的同时，并没有完全丢弃人的主体性价值。人在自然价值论中的这种双维度的定位对达到自然价值论在实践中的可行性具有极大的意义，对我国建设社会主义和谐社会和推行社会主义科学发展观具有重要的指导作用。
参考文献
［1］ 吉尔利波维茨基. 责任的落寞——新民主时期的无痛伦理观［M］. 北京：中国人民大学出版社， 2007.
［2］ 霍尔姆斯罗尔斯顿. 环境伦理学［M］. 北京：中国社会科学出版社，2000.
［3］ 奥特弗利德赫费. 作为现代化之代价的道德——应用伦理学前沿问题研究［M］. 上海: 上海译文出版社， 2005.
［4］ 霍尔姆斯罗尔斯顿. 哲学走向荒野［M］. 长春：吉林人民出版社，2000.
