区域综合生态规划与方法

生态系统服务_中国区域发展生态学

6　生态系统服务评价和生态补偿

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，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，而且还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）。

生态系统服务功能的价值评价是指对生态系统为人类提供的服务进行定量研究。相对于道德原因来说，经济原因可能更有说服力（“保护生态环境在经济上是必需的”），这一点对于说服政策制定者尤为重要（张帆，1997）。

人类在对自然的长期利用和改造过程中，往往只注重自然资源的直接消费价值和市场价值，而忽略了其生态效益和生态价值。而不合理的自然资源开发利用有时甚至会带来毁灭性的灾难。只有合理价值标度的生态系统及其服务功能，才有可能在市场经济运行中得到人类的正确认识，合理管理、维护与使用，从而奠定永续利用和可持续发展的基础。

20世纪70年代以来，生态系统服务功能开始成为一个科学术语及生态学与生态经济学研究的分支。尤其近年来，国内外的生态学家、经济学家纷纷探讨生态系统服务功能的内涵与定量评价方法以及有关的生态资产、生态补偿及其应用实践，已成为当前生态学与生态经济学研究的前沿课题和热点。

6.1　生态系统服务

6.1.1　生态系统服务的定义与内涵

生态系统服务研究在西方兴起的标志性著作——1997年戴利（Daily）主编的《自然服务：社会有赖于自然生态系统》中对生态系统服务给出以下定义：生态系统服务是支持和满足人类生存的自然系统及其组成物种的条件和过程。该定义强调三点：生态系统服务对人类生存的支持，发挥服务的主体还是自然生态系统，自然生态系统通过状况和过程发挥服务。

1999年董全将生态系统服务定义为：“自然生物过程产生和维持的环境资源方面的条件和服务。”该定义暗含了生态系统服务对人类生存的支持，同时指出是自然过程产生和维持的，并通过环境资源的条件和服务对人类社会起作用。

2002年，阎水玉认为综合上述定义可以发现，生态系统服务是指自然生态系统及其组成物种产生的对人类生存和发展有支持作用的状况和过程。也就是自然生态系统的结构和功能的维持会生产出对人类的生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，称之为生态系统服务。

满足和支持人类生存和发展的自然生态系统状况和过程是多种多样的。Costanza等（1997）把它们归纳为17类，Daily将它们归纳为15类，董全探讨分析为11类。综合起来，主要应包括生态系统的产品生产、生物多样性的产生和维持、气候气象的调节和稳定、旱涝灾害的减缓、土壤的保持及其肥力的更新、空气和水的净化、废弃物的解毒与分解、物质循环的保持、农作物和自然植被的授粉及其种子的传播、病虫害的控制、人类文化的发育与演化、人类感官心理和精神的益处等方面。

6.1.2　生态系统服务功能评价的理论与方法

1）服务功能类型划分

有代表性的分类主要有以下几种：Daily（1997）提出，生态系统服务功能可划分为生态系统产品和生命支持功能两大类；目前，最新的并且得到国际广泛认可的生态系统服务功能分类系统是由MA（千年生态系统评估）工作组提出的分类方法（Millennium Ecosystem Assessment，2002）。

这个分类系统将服务功能类型归纳为提供产品、调节、文化和支持四个大的功能组（图6-1）。产品提供功能是指生态系统生产或提供的产品；调节功能是指调节人类生态环境的服务功能；文化功能是指人们通过精神感受、知识获取、主观印象、消遣娱乐和美学体验从生态系统中获得的非物质利益；支持功能是指保证其他所有服务功能提供所必需的基础功能。支持功能对人类的影响是间接的或者通过较长时间才能发生，而其他类型的服务则是相对直接的和短期影响于人类。

图6-1　MA的生态服务功能分类

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

图6-2　生态系统服务功能的价值构成

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）价值构成

生态系统服务功能的价值构成（图6-2）源自对生物多样性的研究。1993年，联合国环境规划署在其《生物多样性国情研究指南》里，将生物多样性价值划分为五种类型：有明显实物性的直接用途、无明显实物性的直接用途、间接用途、选择用途和存在价值。Pearce（1994）将生物多样性的价值分为使用价值和非使用价值两部分。在《中国生物多样性国情研究报告》中，王健民等提出生物多样性总价值应包括直接使用价值、间接使用价值、潜在使用价值和存在价值四个方面，其中潜在使用价值包括潜在选择价值和潜在保留价值。

（1）直接价值是指生态系统服务功能中可直接计量的价值，是生态系统生产的生物资源的价值（毛之永，1998）。这些产品可在市场上交易并在收入账户中得到反映；但也有相当多产品被直接消费而未进行市场交易。除上述实物直接价值外，还有部分非实物直接价值，如生态旅游、动植物观赏、科学研究等。

（2）间接价值是指生态系统给人类提供生命支持系统的价值（欧阳志云等，1996）。这种价值通常远高于直接生产的产品资源价值，它们是作为一种生命支持系统而存在的。例如固定CO2和释放O2、水土保持、气候调节、净化环境等。

（3）选择价值是指个人和社会为了将来能利用生态系统服务功能的支付意愿。选择价值的支付愿望可分为下列三种情况：为自己将来利用、为自己子孙后代将来利用及为别人将来利用。选择价值是一种关于未来价值或潜在价值，是在做出保护或开发选择之后的信息价值，是难以计量的价值，但并不代表该价值无关紧要，只是我们不知道，无法估算而已（肖寒，2001）。

（4）遗产价值是指当代人将某种自然物品或服务保留给子孙后代而自愿支付的费用或价格。

（5）存在价值是指人们为确保生态系统服务功能的继续存在（包括其知识保存）而自愿支付的费用。存在价值是物种、生境等本身具有的一种经济价值，是与人类的开发利用并无直接关系，但与人类对其存在的观念和关注相关的经济价值。

3）评价方法

生态系统服务功能评价主要包括物质量评价和价值量评价（赵景柱，2000）。

（1）物质量评价

物质量评价是从物质量的角度对生态系统提供的各项服务进行定量评价，其特点是能够比较客观地反映生态系统的生态过程，进而反映生态系统的可持续性。运用物质量评价方法对区域生态系统服务功能进行评价，其结果比较直观，且仅与生态系统自身健康状况和提供服务功能的能力有关，不受市场价格不统一和波动的影响。物质量评价特别适合于同一生态系统不同时段提供服务功能能力的比较研究，以及不同生态系统所提供的同一项服务功能能力的比较研究，是区域生态系统健康评价和服务功能评价研究的重要手段。

物质量评价采用的手段和方法主要包括定位实验研究、遥感、GIS、调查统计等，其中定位实验研究是主要的服务功能机制研究手段和技术参数获取手段，遥感和调查统计则是主要的数据来源，GIS为物质量评价提供了良好的技术平台。物质量评价研究往往需要耗费大量的人力、物力和资金支持。物质量评价是价值量评价的基础。

单纯利用物质量评价方法也有局限性，主要表现在其结果不直观，不能引起足够的关注，并且由于各单项生态系统服务功能量纲不同，所以无法进行加总，从而无法评价某一生态系统的综合服务功能。

（2）价值量评价

价值量评价方法主要是利用一些经济学方法将服务功能价值化的过程，许多学者对价值评价方法进行了探索性研究。由于生态系统提供服务的特殊性和复杂性，其评价和价值计量至今仍是一件十分困难的事。根据已有的生态系统服务功能价值评价技术和评价方法，结合生态系统服务与自然资本的市场发育程度，可将价值评价方法分为实际市场评估技术、替代市场评估技术、模拟市场评估技术三大类。以下摘要进行介绍（戴星翼等，2005）。

①实际市场评估技术

费用支出法：这是从消费者的角度来评估生态服务功能的价值，是一种古老又简单的方法，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。如生态旅游价值，以旅游者支出的费用总和作为生态旅游的经济价值。

市场价值法：此法与费用支出法类似，但它可适合于没有费用支出而有市场价格的生态服务的价值评估，例如没有市场交换而在当地直接消耗的生态系统产品，这些自然产品虽没有市场交换，但它们有市场价格，因而可按市场价格来确定经济价值。

市场价值法先定量地评价某种生态服务功能的效果，再根据这些效果的市场价格来评估其经济价值。根据生态效益的正负划分，市场价值法可分为两类：

一类是正服务评价法，它可分为三个步骤：先计算某种生态系统服务功能的定量值，如涵养水源的量、CO2固定量、农作物增产量等；再研究生态服务功能的“影子价格”，如涵养水源的定价可参照水库工程的蓄水成本，固定CO2的定价可参照CO2的市场价格；最后计算其总经济价值。

一类是负服务评价法。例如，评价保护土壤的经济价值时，可以用由生态系统破坏所造成的土壤、能量及土地退化，生产力下降的损失来估计。

理论上，市场价值法是一种合理的方法，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。

②替代市场评估技术

替代成本法：生态服务可以通过人造系统来提供，这时，生态服务的价值就相当于人造系统的成本，因为必须付出等量的成本才可以获得这些生态服务。例如森林涵养水源每年给社会带来的收益很难计算，于是可以假定如果森林不存在，那么按照森林涵养的水量，与能蓄积同样水量的水库相比，则水库的投资、运行以及管理所需的费用，就成为森林涵养水源的经济价值。

替代成本法使用中的难点在于如何确定替代工程的合理化成本。采用不同工艺、不同技术含量所需的成本相差甚大。其次，替代工程是否在经济上完全等价，还是值得怀疑的，也就是说替代工程和生态系统服务各自的溢出效益是不一样的。比如湿地因为处理污水同时会伴随其他生态服务的提供，而替代工程并不存在。当然如果湿地因为处理污水而影响了其他生态服务的提供，那么用替代成本法计算的时候也存在问题。

享乐价值法：该方法主要通过人们为相关商品支付的意愿评估生态系统的服务价值，如位于海滩边的房价通常比靠近较差景观的内陆房屋高。该方法的使用使人类乐观地认为，进行交易的商品总会存在一些可度量的特性用来预测其价格。但是该方法用于自然生态系统的服务价值评估时，由于缺乏一些现实的交易，往往导致参数的选择存在一定困难。如果缺乏可靠的信息，往往对环境的外部性不能准确估计。

③模拟市场评估技术

目前这类技术应用较多的是条件价值法（CVM）。这是一种直接调查方法，直接询问人们对某种生态系统服务的支付意愿（WTP）或对某种生态系统服务损失的接受赔偿意愿（WTA），以此来估计生态系统服务的经济价值，它是生态系统服务价值评估中应用最广泛的评估方法之一。各种价值法适用于缺乏实际市场和替代市场交换商品的价值评估，是“公共商品”价值评估的一种特有的重要方法。

该方法用于评估通过假象市场体现的生态系统服务，主要通过描述不同状况，然后进行社会问卷调查。如通过问卷调查可以要求答卷者提出他们对提高河水、湖水或溪水水质，以便他们可以进行游泳、划船或钓鱼等活动的支付愿望。该方法存在技术上和概念上的问题，主要是由于这种评估行为不是基于真实的市场行为，其应用往往存在如下局限性：问题设计的合理性，问卷提供的信息以及问题提出的顺序都会影响评估结果等。

以下是条件价值法的主要步骤：

——为拟评价的生态服务系统建立一个假设的市场。例如制定一项在市中心保留旧民居的政策。应答者们会被告知地方政府采取怎样的行动，其效果将会怎样，并告知这一行动只有在获得一笔额外基金后才能启动。

——通过调查获知应答者的叫价。

——回收问卷，估计平均支付意愿或赔偿意愿。

——如果问卷是开放的，可估计叫价曲线，使用支付意愿或赔偿意愿作为因变量，以收入、年龄、教育以及环境质量等为自变量。

——加总数据，也就是将平均支付意愿转化为群体总价值。

6.1.3　生态系统服务功能与评价研究进展

1）国外研究

人们对生态系统服务的认识有很长历史，但是关于生态系统服务价值的评估从19世纪60年代中后期才刚开始，而近十年来已成为生态学和生态经济学研究的一个热点领域，突出特征是发表论文数量几乎呈指数上升。其中影响最大的是1997年Costanza等在Nature上发表的题为《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》的文章。该文发表后引起了强烈反响，其引用率达Nature文章平均引用率的15倍以上。许多经济学家和生态学家纷纷就生态系统评估的有效性和必要性发表文章表明自己的观点。Science，Bio Science，Ecosystems，Environmental Science and Technology等著名杂志都曾进行过讨论。

（1）生态系统服务经济价值评估产生的背景

许多学者都认为环境问题只有通过学科交叉的方法才能得到更好解决，因为环境问题是自然系统和社会经济系统相互作用的结果。但是环境经济学存在着一定缺点：它只关心人类对环境的最大化利用，至多只提供人类活动所受到的环境约束信息，没有将经济学和环境学方法进行真正的统一。正是在这种背景下，生态经济学作为一门新兴的学科应运而生，并表现出很强的活力和广阔的前景。生态经济学增加了人类对自然和经济活动相互关系的理解，试图将自然生态系统对人类的服务与经济评价结合起来，并且针对生态系统的价值评估进行了一系列尝试，其中规模和影响最大的是2001年启动的千年生态系统评估（MA）。该项目是一项为期四年的国际合作项目，来自95个国家的1　300多名科学家参与了工作。这是首次在全球范围内开拓性地对生态系统及其对人类福利的影响进行的多尺度综合评估，其研究成果可以为政府决策提供可靠的地球生态系统变化的信息（杨光梅，2006；欧阳志云等，2004）。

（2）生态系统服务经济价值评估的作用和意义

评估研究可以提供关于生态结构和功能的信息，提供生态系统在支持人类福祉方面所起的多样和复杂作用的信息。当传统经济评估在公共管理机制（如市场及公共财产制度）不能很好反映出环境退化所要付出的社会代价时，对生态系统服务进行经济评估就具有特殊的作用。如果自然资源保育或恢复政策的制定没有价值概念指导，可能导致资源的误用或滥用。

（3）关于生态系统服务价值评估的若干争论

随着Daily（1977）《自然的服务：依赖于自然生态系统的社会》的出版和Costanza等对全球生态系统服务功能进行的价值评价，生态系统服务功能的价值评价逐渐成为生态、经济学界的热点。Costanza等的《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》一文发表后，在学术界引起极大震动和争议。自发表之日起的近两年时间里，以Costanza为代表的一批学者和以Pearce为代表的一些学者，围绕该论文的一些观点、计算方法和有关内容展开了激烈的争论。争论的焦点主要集中在世界生态系统服务功能价值的可计算性、计算方法和计量中的技术处理问题等方面。应该说Pearce等对Costanza等工作的经济学挑剔是深刻的，只要生态系统功能价值的计量没有真正与经济学接轨，它就难以为经济学所接受并对经济实践产生影响。但是Costanza等人在反驳中提出的一些观点，如世界GNP应将世界生态系统服务包括在内，坚持认为世界生态系统服务功能是整体可计算的等对生态系统服务功能及其价值评价的发展奠定了坚实的基础（徐嵩龄，2001）。而且1998年Costanza也公开承认其关于全球生态环境价值的估算只是初步尝试，还存在如下不足：存在太多关于自然资本形态和经济背景性质相同的假设；评估是片面的、静态的，而不是总体平衡的和动态变化的；影子价格的选取从理论上和时间上存在不相关性。

其他学者也纷纷发表文章表述各自不同的观点。例如Serafy提出将相对独立的不同生态系统服务价值进行加和，可能带来重复计算；而且如果加和时不考虑替代效应和经济预算可能带来的影响，往往导致估价过高。Heal提出“将研究重点放在生态系统及其服务的价值评价可能存在不足”，主要是由于一种物品的价格并不能反映其社会或哲学意义上的重要性。Sagoff认为环境体系与主要的社会价值体系密切相关，所以不能也不应该局限于货币价值。Wilson等认为通过现有的环境评估方法很难体现生态资源管理过程中生态保护的平等性问题。

另外，许多学者对于基于人类偏好进行生态系统服务价值评估提出疑问：生态系统是否应具有特有的价值？由于人类对物理世界及经济的不确定性理解有限，基于成本—收益分析的经济评估结果是否存在太多的不确定性？生态系统变化及政策变化对生态系统的影响，及其在时空分布格局上的响应还没有明确定论，仅通过货币收益的计算能否形成完整的评估体系？

生态系统服务的价值评估是生态经济学的热点领域之一，国外众多学者认为生态系统服务价值评估过程中面临的困难，主要是由于生态系统具有内在的复杂性，使基于边际成本的福利经济学评估结果难以全面解释；生态系统服务经济价值评估的各种方法都具有一定的优点和不足，需要根据不同的评估对象和评估目标选择不同的评估方法，而且在选择的过程中需要注意时间和空间尺度的转换；因此用经济学方法对生态系统进行的货币化评估往往很难反映出自然价值的丰富程度，而且人类对生态系统服务的偏好可能随着时间或新信息的出现而变化，此时福利经济的评价往往显得苍白无力。

今后的研究方向应该是在实际研究中充分重视评估过程中存在的困难，注重运用生态学与生态经济学理论，将自然科学与社会科学有机地结合起来；从生态服务功能的形成机制入手，研究和改进生态系统服务功能评估的方法，设法通过各种有效途径，使生态系统的评估结果更具有说服力和有效性，以便为生态补偿机制的制定及为生态系统管理等工作提供有力支持（表6-1）。

表6-1　生态系统服务功能与经济价值评估方法的关系

注：①指基于Costanza（1997）的研究结果的货币价值；②指基于仅增加价值（即市场价格—资金—劳动成果）；＋＋＋：表示最常用方法；＋＋：表示次常用方法；0：表示在Costanza研究中未用但可能使用的方法。
源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）国内研究（李文华，2004；吴人坚，2008）

我国的生态系统服务功能及其价值评价工作源于20世纪80年代初开始的森林资源价值核算研究。1982年，张嘉宾等利用影子工程法、替代费用法估算云南怒江、福贡等县的森林固定保持土壤功能的价值为154元/（亩·a）；1988年国务院发展研究中心开展了包括水、土地、森林、草地、矿产等资源的价值核算工作；李金昌等在长期研究的基础上于1998年出版了《生态价值论》，该书以森林生态为例，全面总结了森林生态服务价值计量的理论和方法；此外，张建国（1994）、侯元凯（1997）、蒋元敏（1998）等进行了一些森林资源价值核算的案例研究和理论思考。

随着国际生态系统服务功能及其价值评价工作的兴起，从20世纪90年代中期开始，我国的生态学工作者开始系统地进行生态系统服务功能及其价值评价的研究工作。欧阳志云等（1996，1999）系统阐述了生态系统的概念、内涵及其价值评价方法，并以海南岛生态系统为例，开展了生态系统服务功能价值评价的研究；后又对中国陆地生态系统服务功能的价值进行了初步估算；薛达元等（1997，1999）在对长白山森林生态系统问题经济价值进行评估时，引入环境价值核算方法，首次采用条件价值法对长白山地区生物多样性的存在价值进行了支付意愿调查；宗跃光等（2000）从土地利用角度，对区域生态系统服务功能评价体系进行研究，并将Costanza等单纯自然资本的测算推广到自然、经济和社会的综合测算；赵景柱、肖寒等（2000）将生态服务功能评价方法归纳为物质量评价和价值量评价两类，并对它们进行了比较分析；谢高地等（2001）对全国自然草地生态系统服务价值进行估算，按17类生态系统服务功能（Costanza等，1997）逐项估计各类草原的服务价值，得出全国草原每年的服务价值为1.497　9×1011美元；李文华（2002）组织编写了《生态系统服务功能研究》，分析了我国生态系统服务研究及其在生态环境建设中面临的主要科学问题；赵同谦、欧阳志云等（2003）对中国陆地地表水生态系统服务功能进行初步评价，得出了总价值约相当于2000年我国国内生产总值的11%的评价结果。

徐中民等（2003）以黑河流域1987年和2000年的1∶1　000　000Land-sat TM图像解译数据为基础，分析黑河流域土地利用和土地覆盖的变化，因此对黑河流域生态系统的服务价值进行了实证评估。陈源泉等（2003）认为为生态系统服务寻找建立特定的、真实的市场环境，将生态系统服务的间接价值转化为直接的经济价值，既有利于区域经济的发展，又可促进人们对生态系统服务功能的维持和保护。他们提出了生态系统服务价值的市场转化（率）概念，在此基础上分析了全球及我国各类生态系统服务价值的市场转化情况，并提出了将来的发展思路。戴星翼等（2005）在《生态服务的价值实现》一书中首先从自然科学的角度出发，系统梳理生态服务价值的性质、类型和意义，然后再基于价值实现的角度，对生态服务进行了重新分类，并探讨了各类生态服务要素价值实现的路径。刘青等（2007）在《东江源区生态系统服务功能经济价值研究》一文中提出：江西东江源区是国家级生态功能保护区，此课题目的是揭示源区的生态功能及其在维持区域和流域生态系统服务功能中的重要地位，并为东江源区生态保护及资源可持续利用提供科学依据。张华等（2007）在《科尔沁沙地生态系统服务价值变化研究》一文中提出估算土地利用变化引起的生态系统服务价值的改变情况，可定量评价土地利用活动对沙地生态环境的影响，旨在为研究区建立可持续发展的土地利用模式，促进退化生态系统恢复与重建以及为制定区域生态安全管理决策提供基本的理论支持。

杜加强等（2008）在《重庆市生态系统服务价值动态评估》一文中提出研究生态系统服务价值的动态变化对于区域生态环境的保护和恢复具有重要意义。他们分别采用Costanza和谢高地等确定的生态系统服务价值评估方法，对重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值进行估算。结果表明：重庆市生态系统服务价值总体上呈增长趋势，生态系统服务价值与GDP的比值呈下降趋势。灰色系统预测的结果显示，重庆市生态系统服务价值将继续增长。甄霖等（2008）所著《生态系统服务消费模式、计量及其管理框架构建》一文将生态系统服务的消费定义为人类生产和生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，并构建了一个生态系统服务消费和管理的概念框架，将生态服务消费区分成直接消费和间接消费两种基本模式，并初步给出两种基本模式和两种生态服务消费的不同计量方法。他们认为：人们对生态服务的消费模式、消费量以及影响生态服务消费等因素的研究目前还很少有成果报道，他们还认为如下研究有待进一步开展：①生态系统服务消费的机制与效用研究；②直接消费性和间接消费性生态系统服务研究；③生态系统服务消费的地域性特点；④生态服务消费政策选择的分析。

6.1.4　研究实例

1）黑河流域生态系统服务的价值研究（徐中民，2003）

黑河流域是我国西北干旱地区典型的内陆河流域，从高山冰川/永久积雪、森林、草地到平原绿洲和戈壁荒漠，构成了一个干旱区复合生态系统。近五十年来，由于大兴水利、开垦荒地，导致流域的土地利用和土地覆盖格局发生深刻变化，引起生态环境持续退化。上游地区主要出现了以草原秃斑地和草原沙化、杂毒草蔓延为主要标志的草地退化，天然林减少，珍稀生物种数量减少，以及冰川面积减少；中游地区主要是土地荒漠化与土壤次生盐碱化；下游地区集中表现为终端湖泊消失，众多天然河道废弃并形成绿洲内部沙源，天然绿洲萎缩，土地沙漠化持续扩展。

（1）黑河流域生态系统服务的总经济价值

黑河流域生态系统在创造了巨大经济效益的同时，由于人类对生态系统所提供的巨大服务价值缺乏了解，导致人类在从生态系统服务中获取巨大“显性”经济效益的同时，缺乏对为人类提供巨大“隐性”服务价值的流域生态系统的应有保护，致使流域生态系统的景观特征发生了显著的退化型演替。因此，必须考虑经济发展的生态环境成本，将这一成本纳入区域经济发展的综合核算，以利于保护经济社会可持续发展的生态基础。评估流域生态系统服务的经济价值，有助于建立流域环境经济综合核算体系，可以为流域综合决策提供定量依据，有助于流域生态系统的可持续发展管理。

黑河流域生态系统服务的价值研究依据对黑河流域土地利用与植被覆盖的Land-sat TM图像解译数据，引用Constanza等对全球生态系统服务单位公顷价值的平均估算结果，对黑河流域及其上、中、下游生态系统服务的价值予以估算（表6-2）。

表6-2　黑河流域生态系统服务的价值（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

从表6-2可见1987年至2000年，由于森林、草地、河/湖面积的减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、裸岩/裸土地、建筑用地面积均有增加，使生态系统服务的价值显著减少。13年中，黑河流域生态系统服务的年价值总共减少达3.949亿美元，相当于32.658亿元人民币。流域生态系统服务价值的显著减少有力地说明生态系统保护与可持续发展的极端重要性。

比较黑河流域上、中、下游的面积及生态系统服务的价值（表6-3）可以看出，黑河流域上游面积只占整个流域的8.19%，其生态系统服务的价值占全流域的近19%；中游面积占流域面积的43.57%，而服务价值占全流域近67%；下游面积占流域将近一半，但服务价值占全流域不到15%。将1987年和2000年黑河流域生态系统服务的价值绘制在流域平面图上，则得到图6-3的结果。2000年与1987年相比，高价值的区域明显减少，低价值的区域明显增多，整体表现出13年中流域生态系统服务的价值明显减少。

表6-3　黑河流域上、中、下游生态系统服务价值的对比（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

（2）黑河流域生态系统服务对区域经济发展的贡献

①经济发展以生态系统服务的巨大投入为基础

与1999年黑河流域的国内生产总值（GDP）102.54亿元相比，2000年黑河流域生态系统服务的年价值相当于GDP的1.4倍。因此，流域的GDP的取得，是至少用流域内1.4倍的生态系统服务的巨大价值投入得来的。

图6-3　黑河流域生态系统服务的价值图

源自：徐中民，2003.

②经济发展措施不当造成生态系统服务的巨大破坏

从1987年至2000年，森林、草地、河/湖面积的明显减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、建筑用地等面积均有增加，使流域生态系统服务的价值显著减少。13年中，流域生态系统服务的年价值总共减少32.658亿元人民币。这一研究结果有力地说明了评估生态系统服务价值并将其纳入区域环境经济综合核算体系的必要性和重要性。唯有这样，才能有效地促进生态系统的保护，维护社会经济发展的生态基础，实现区域的持续发展。

③生态系统服务价值研究待解决的问题

——特定区域生态系统服务特定单位价值的厘定。不同地区的同一类生态系统，由于其组成、结构、功能、过程、健康状况等方面差别的存在，其单位生态系统服务的价值不可能相等。用全球各类生态系统的各自的平均值计算某一个特定地区的各种生态系统服务的价值，只能是近似值。所以，研究特定区域生态系统服务的特定单位价值，是获得该地区生态系统服务价值的唯一正确方法。

——对黑河流域而言，存在盐碱地、永久积雪/冰川、建筑用地、沙丘/戈壁、裸岩/裸土地等特殊的生态系统，这些生态系统目前在国际上没有平均的服务价值信息的提取。而这些生态系统，在黑河流域的特定地段又具有特定的生态功能和过程，获得它们的价值，是全面核算流域生态系统服务价值的基础。

——生态系统服务价值的时间变化研究。由于经济活动的巨大扰动影响，生态系统的组成、结构、功能等随时间而不断变化。只有监测这种变化，才能对生态系统服务及其价值随时间的变化作出相应的评估。

2）重庆市生态系统服务价值动态评估（杜加强等，2008）

重庆市生态系统服务价值动态评估一文针对不同研究方法的比较研究较少的现状，分别采用Costanza等（1997）和谢高地等（2003）的生态系统服务价值计算方法，动态估算重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值。采用谢高地等（2003）的方法计算生态系统服务价值系数时，粮食的价格分别采用2000年不变价、当年价进行计算。通过对不同方法的计算结果进行比较分析，研究不同计算方法时重庆市生态系统服务价值的变化特征和变化趋势，定量分析变化的影响因子，并运用灰色预测方法进行趋势预测。最后，探讨三种计算方法的结果产生差异的主要原因及其反映的问题，为重庆市的生态环境保护和恢复提供依据。

（1）研究方法

根据谢高地等（2003）的方法，依照式（6-1）（谢高地等，2003；肖玉等，2003）可计算出重庆市单位面积农田生态系统提供食物生产服务的经济价值，再通过服务价值当量因子表（谢高地等，2003）即可得出重庆市不同生态系统单位面积的生态服务价值系数。

式中：Ea为单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值（元·hm-2）；i为作物种类，重庆市的粮食作物主要为稻谷、小麦和玉米；pi为粮食作物i的全国平均值（元·kg-1）；qi为粮食作物i的单产（kg·hm-2）；mi为粮食作物i的种植面积（hm2）；M为粮食作物种植总面积（hm2）。

得到重庆市单位面积的生态系统服务价值系数后，即可根据式（6-2）计算得出重庆市生态系统服务价值总量。

式中：ESV为生态系统服务价值；k为土地利用类型；Ak为k类土地利用的分布面积；Ck 为k类土地单位面积的生态系统服务价值系数。

（2）数据来源

数据来源于《重庆统计年鉴》（1998—2006年）和《中国物价年鉴》（1998—2006年）。粮食单价分别按2000年不变价和当年实际价格计算，由此得到单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值Ea（表6-4）。

将重庆市的土地利用类型与谢高地等（2003）划分的生态系统类型对照，则耕地对应农田生态系统，林地对应森林生态系统，建设用地和未利用地对应荒漠，水域的生态系统服务价值系数对应水体和湿地生态系统服务价值系数的均值。

（3）数据和研究结果

具体见表6-4、图6-4～图6-6。

表6-4　重庆市粮食单产、单价和单位农田生态系统提供的食物生产服务价值（元·hm-2·a-1）

注：a）采用2000年不变价得到的结果；b）采用当年粮食价格计算得到的结果；c）此处价格为稻谷、小麦和玉米全国平均价的均值。
源自：杜加强等，2008.

图6-4　重庆市1997—2005年生态系统服务价值及其与GDP的比值变化趋势

图6-5　采用2000年不变价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

图6-6　采用当年价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

以上3图均源自：杜加强等，2003.

（4）结论

①总体上重庆市生态系统服务价值呈上升趋势，而生态系统服务价值与GDP的比值呈减少趋势。

②生态系统服务价值系数较大的林地面积相对数量较大，面积变化明显，决定着重庆市生态系统总价值的变化趋势。

③采用灰色预测方法对重庆市2006年至2010年的生态服务价值以及GDP进行了预测，生态系统服务价值及GDP均呈增长趋势，但其比值呈持续下降趋势。

④采用Costanza等（1997）的价值系数进行动态计算主要反映了土地利用变化对生态系统服务价值的影响；采用2000年不变价计算重庆市生态系统服务价值则反映了土地利用和粮食单产对生态系统服务价值的综合作用；而采用当年价计算生态系统服务价值，还部分地反映了人们对生态系统支付意愿的变化。

⑤三种方法得到的重庆市生态系统服务价值的数值差别较大，所以不同方法的结果将不具有可比性。三种方法反映的问题不同，采用2000年不变价的计算结果更接近于实际的变化情况。

⑥重庆市生态系统服务价值的提升与经济增长不同步，前者慢于后者，因此仍需加大环境治理和生育保育的力度，使经济发展的同时生态环境不断得到改善。

3）转向生态服务的上海农村

对于上海农村的前途，也许需要一种全新的思路，要给其一种有别于传统农村的角色定位：在大城市、小农村的格局下，在国际大都市定位的背景下，农村要向现代化和高度城市化的上海提供什么？戴星翼等（2005）认为，农村应该从传统的产品提供者的角色转变为服务提供者，向市区提供生态、人文、传统的服务，使之成为城市的精神家园。他们提出有必要注意到一个事实，农村的边缘化与农业的弱势有关。全国的农业弱势问题涉及一些更为基本的原因，但上海有其特殊性。随着上海整体的发展，其农村作为农产品生产基地的角色，重要性下降了。在这种情况下，有必要发掘其新的价值，研究其实现途径。也就是说，上海的农村和农业建设，需要新的目标定位。总体上，他们认为需要实现从传统产品经济向新型服务经济的转型。从向上海城市提供原料和作为上海菜篮子的产品提供者角色，转为向上海提供其需要的而城市不能生产的服务。

首先，上海需要农村提供的是生态和环境服务。城市越发展，森林、水系、田野、村落提供的生态服务就越宝贵。在太湖流域整体环境不断恶化的情况下，上海要保护水源的难度越来越大。因此，需要大规模地修复农村生态，使之成为功能良好的“城市之肾”。

不难发现，这一角色与传统角色是冲突的。在产品农业中，人们需要投入大量各种最终可造成污染的物质；而在服务农业中，不但不能这样做，还应利用土地、植被、水体的净化能力，使已经进入环境的污染物得以降解和清除。以一个生态服务功能强大的农村支持经济功能强大的城市。这是郊区能为上海的综合竞争力的提升作出的至关重要的贡献。

为实现这一目标，显然上海农村的产业结构、发展规划、建设思路，都应作出重大调整。需要淘汰某些妨碍环境保护整体目标的工业区。

其次，上海郊区应成为上海人的精神家园。国际大都市绝非意味消灭农村，而是要凭借其强大的经济实力，改变农村落后的面貌，使其处处赏心悦目，适宜于居住、郊游、娱乐、观光。它的景观质量、人文气息、社区氛围都应成为这座城市的骄傲。

不难发现，生态服务与景观服务是可以叠加的。设计良好的生态体系可以拥有显著的休闲娱乐价值。所以精神家园应更为强调水乡农村人文精神的复兴、对社区公共物品的呵护，以及宁静和谐的乡村生活。

农村从产品经济转向服务经济，关键是其价值的实现路径。在概念上，农村的生态价值、文化价值和精神价值是容易得到承认的。但是所有这些价值在现实生活中都正在被抛弃和破坏，而原因是对这些价值的保护不符合农民、基层组织和地方政府的当前利益。可以说，如果不改变这些利益主体背后驱动力的机制和体制，保护、发扬和实现这些价值是不可能的。所以，必须重视与生态和文化保护相关的制度创新问题。当前迫切需要的制度创新有以下四个方面：

（1）财税制度。这是当前基层政府短期行为的最重要根源。例如，可以考虑将镇一级的收入来源改为不动产税之类。随着《中华人民共和国物权法》的出台，这一设想将变得可以实现。这一制度安排的好处在于促使镇政府领导关注安全、环境、基础设施、服务，以聚集人气，使辖区内的不动产升值。它同时会使一个地区追求自己的个性，在宏观上，这会使地区之间出现错位发展的格局，而从根本上克服大而全或小而全的顽症。

（2）转移支付。当农村转向生态服务后，除相关的旅游休闲业可进入市场，体验农业可以创造收益外，一个地区创造的生态服务价值是无法通过市场实现的。为此，就应建立政府补贴和转移支付制度。

（3）政绩考核。随着向服务经济的转轨，以及各地区的个性化发展，政绩考核制度和指标体系也需作重大修正。对于一个地区或镇政府的政绩，首先需要根据其定位确定，要坚决扭转唯GDP导向的考核实践。对位于水源保护区的镇，其政绩首要的是环境保护和就业，对以居住为主体的镇，考核指标必须以安全、环保、社区建设为主，而对重点发展工业的镇，考核内容则以招商引资、GDP和环保为主。

（4）社区自治。当前政府对基层社区公共权力的占有，是造成农村社区解体的根本原因。首先，当前需要完善村级选举制度以及配套制度，使村的公共事务建立民主决策和监督机制。其次，需要恢复村民小组的基本权力。镇政府不能以集体建设用地的名义随意征用土地。国家从经营性项目中退出，交由市场解决。国家为社会公共目的的征地活动，必须提高补偿标准，农民直接参与补偿标准谈判。

6.1.5　生态系统服务功能与评价研究展望

在我国，服务功能与评价研究尚存在以下亟待解决的问题（欧阳志云、赵同谦，2004）：

（1）大多数服务功能评价没有对生态系统结构、过程与服务功能的关系进行深入分析，即缺乏足够的生态系统服务功能机制研究，使这些工作缺乏可靠的生态学基础。

（2）服务功能价值评估理论与方法方面，目前多直接利用国外的定价或方法，与我国社会经济现状脱节，评价结果可信度低，可操作性差，难以取得有关方面和公众认同，也难在管理与决策部门应用。

（3）在服务功能评价中，生态学与经济学研究缺乏有机结合，评价理论与方法未取得重要进展，不仅在国家生态环境建设方面缺乏生态经济学的理论支持，而且使服务功能保育难以纳入社会经济发展综合决策之中。

（4）缺乏服务功能评价应用领域与方法研究。明确的应用目的会使评价研究更具针对性和可操作性，探索性地开展一些应用研究对生态系统服务功能评价的学科发展具有重要意义。

综上所述，生态服务功能研究的重点将主要集中在下列四个方面。

（1）服务功能基础理论研究

关于服务功能的可计算性、计算方法等理论问题仍存在持续争论。这些问题包括：

①目前建立在市场基础的价值评价方法能否用来表征生态系统服务对人类的重要性；能否反映生态系统服务逐渐减少甚至消失对人类社会价值贡献的变动。

②如何处理基于供给和需求的价格与价值之间的关系；价值的可分解性和可加和性；负效应问题；功能与效能等。

（2）服务功能机制研究

生态系统服务功能机制研究的基础是长期生态定位研究，以现场实验观测为主要手段，通过实验结果与系统模拟相结合，分析各类生态系统的结构、过程与重要生态系统服务功能的关系及其规律，使服务功能评价得以量化。

服务功能机制研究的重点内容包括：

①不同生态系统类型与发育状态、不同人类影响程度下的水文调节功能机制、营养物质循环与保存机制、生物多样性维持机制、污染物净化功能机制等。

②通过实验研究，探索人类活动对生态系统服务功能的影响机制，比较分析不同干扰方式与干扰程度影响下，生态系统结构与过程的变化，以及相应生态系统服务功能响应特征与变化趋势，为区域生态系统服务功能保育、生态建设与生态系统可持续管理提供基础。

（3）评价方法研究

由于价值评价的复杂性，使评价方法研究更具迫切性。试举下列三方面问题。

①不同尺度下数据的耦合及应用：在中、大尺度范围（地区、全国乃至全球）进行评价，由于其自然生态条件相去甚远，而且无法保证相应的定位研究密度，其服务功能指标参数选取的精度和合理性是我们评价过程中必须考虑的问题。

②价值评价方法及其不确定性：理论上意愿调查法可以用于任何功能的价值评价，就价格的恰当性而言，支付意愿价格所反映的是享用者心目中的价值，因而最恰当。但是由于受被调查者主、客观多种因素的限制，很难有理想的代表性，其结果往往存在着较大的偏差。

目前，替代成本法是一种在生态系统服务功能评价中被广泛应用的价值评价方法。但在目前经济技术条件下，选择“替代物”或“替代处理方法、过程”成本往往较高。采取何种处理才能更准确地反映其价值？影响生态经济价值的重要因素有哪些？不同生态经济价值评价方法对生态服务功能价值评价结果会产生哪些影响？不同生态经济价值评估方法的适应条件与范围有哪些？

③重复计算和遗漏计算：在服务功能评价中必须认真分析各项服务功能之间的层次关系和因果关系，在机制、过程分析的基础上找到价值评价的有效节点进行计算。只有这样，才能避免计算过程中的重复或遗漏计算，这将是今后一个重要的研究内容。

（4）应用研究及案例研究

生态系统服务功能价值评价研究具有十分重要的现实意义。服务功能价值定量研究，可以帮助人们充分了解生态系统为人类提供的各种产品和服务及其价值，将研究重心从“生态争论”转移到经济评价上来，为生态资源的有效配置、合理定价和有效补偿提供科学依据，为地区、国家乃至全球的经济可持续发展以及生态环境保护奠定基础。这方面的研究可以尝试在以下几个领域开展：

①区域生态恢复方法及决策管理。

②区域规划：服务功能价值评价是区域生态规划的基础和重要依据。

③水资源管理：水生态服务功能研究可以明确生态用水在水资源合理配置中的地位，从而合理分配生态用水量，指导水资源合理定价，帮助建立以保护水源为主要内容的经济补偿机制等。

④土地资源管理：土地的价值构成包括生产价值、社会价值和生态价值三方面，其中生态价值的估算需以生态服务功能评价的理论和方法进行。

⑤区域生态管理与生态税：上游地区为保证下游重要城市的供水安全，不发展或关闭有污染企业，造成一定经济损失，作为下游的主要用水城市理应给予必要的经济补偿。生态服务功能经济价值评价是确定生态税征收的基本依据。

⑥建立国家综合环境资源核算体系。服务功能价值评价为实现绿色GDP核算体系提供技术支撑。

6.2　生态资产评估

20世纪以来，生态资产（Eco-assets）研究逐步受到国内外学者的广泛关注。生态资产是以生态环境和人类经济社会发展之间的关系为重点的跨学科领域，准确界定生态资产及其相关概念，探索生态资产评估的研究动向对进行生态服务评价和生态补偿工作具有重要意义。

6.2.1　自然资本与自然资产

自然资本（Natural Capital）是1948年由美国学者Vogt在讨论美国国家债务时第一次提出的，他指出自然资源资本的耗竭会降低美国偿还债务的能力。Vogt在这里所讲的自然资本是指自然资源的价值。在以后国内外的大量文献中，自然资本常被狭义地理解为自然资源资产的价值。我国学者姜文来（2004）认为，自然资产具有明确的所有权，且在一定的技术经济条件下能够给所有者带来效益的稀缺自然资源，该定义更为强调自然资源的权利归属性和潜在利益创造性。

20世纪70年代以来，随着全球生态状况的进一步恶化，以及人们对生态环境认识水平的不断提高，人们对自然资本或自然资产概念的理解不再局限于自然资源的价值，而是涵盖了自然环境中可以为人类所利用的、表现形式丰富多彩的所有物质或非物质价值形态，包括气候、海洋、森林、河流、土壤以及生物、生态系统产品等生态服务价值。这一概念的拓展，跨越了传统经济学的范畴，赋予自然环境和生态系统以经济价值的意义和属性，同时也在全球掀起了关心自然资本对人类经济社会价值评估研究的高潮。另一方面，自然资产也进入了社会经济记账系统。联合国和世界银行记账系统都将自然资本纳入其中。此后，越来越多的国家和地区将生态资产或自然资本纳入国民经济账户，以衡量其自然环境与经济社会协调发展的程度。

6.2.2　生态资产的概念

王健民（2001）认为“生态资产”从广义上来说是一切生态资源的价值形式；从狭义上来说是国家拥有的，能以货币计量的，并能带来直接、间接或潜在经济利益的生态经济资源。“生态资源”或“生态经济资源”是人类赖以生存和发展的生态系统物质构成和生态功能的源泉。传统经济学把生态环境看成是纯自然物，认为其只有自然属性，而且又认为自然资源是取之不尽、用之不竭的，因此认为自然物是没有价值的，没有将生态系统看做是社会总资产的组成部分。近几十年来，由于资源、环境、生态形成了全球性的问题，人们为了寻求解决全球性问题的途径和办法，反思了历史认识的局限性，发现问题的经济学根源是“自然无价值论”。他们提出了资源、环境、生态的价值观和生态资产的新理论和新观点，初步形成了自然经济学框架，从不同角度研究形成了不同部门的自然经济学，如资源经济学、环境经济学及生态经济学等。

新的资产观点与传统资产观点主要不同之处在于：认为自然界的生态环境资源尤其是生态环境经济资源是自然创造并赠予人类的资产，它是社会经济资产的基础资产，它属于社会总资产的重要组成部分。

6.2.3　生态资产概念的界定

高吉喜（2007）认为生态资产是人类从自然环境中获得的各种服务福利的价值体现，包括自然资源价值和生态服务功能价值，具体内容如图6-7所示。

图6-7　生态资产组成与概念（高吉喜，2007）

生态资产是在自然资源价值和生态服务功能两个概念基础上发展起来的，是二者的结合和统一，表征人类对生态环境、自然资产的认识达到了一个新的高度。人们对生态资产概念的认识过程是动态的、发展的，是逐步深化和延展的。从自然资源价值发展到生态服务价值，从有形的、实物形态的、可以划归权属的经济收益价值发展到无形的、公益性的环境服务价值。因此，对生态资产概念的认识是人类认识世界、认识自然环境过程的具体体现。

6.2.4　生态资产的构成

王健民（2001）认为，生态资产的构成包括生物资产、基因资产、生态功能资产和生境资产。

1）生物资产

“生物资产”是生物资源的价值形式。因此，要了解生物资产，首先要了解生物资源。生物资源是生物圈中对人类具有一定价值的动物、植物和微生物以及它们组成的生物群落。

世界上生物资源有多少？最新的《中国生物多样性国情研究报告》中指出：科学家估计全球拥有500万～10　000万种生物物种，而人类已认识（经科学鉴定定名）的生物约210万种。其中，动物约150万种，植物约50万种，微生物约10万种。从生物量来说，植物量最大，约为动物量的几百倍至几千倍以上。这是由“生态金字塔”及“生态链”自然规律所决定的，如果植物量不足动物量的100倍以上，动物乃至人类的生存就会受到严重威胁。

2）基因资产

每一个生物种群由于突变、自然选择或其他原因，往往存在遗传上的不同。某些种群具有在另一些种群中没有的特殊基因变体（等位基因），或者在一个种群中很少的等位基因可能在另一些种群中出现很多。这些遗传基因差别使生物种群在特定条件下具有更成功的繁殖和适应能力。

生物种群及个体的这种遗传基因多样化，对于生态系统来说，使之更丰富、更稳定、更适应环境的变化；对于人类来说，生物遗传基因多样性提供了动植物优良品种的育种材料。一个优良品种，可以创造巨大的社会财富。因此，可以肯定地说，生物遗传基因是极为难得的自然资源，是自然赋予人类的宝贵自然资产。

3）生态功能资产

生态资产不仅具有物种和遗传基因的实物形态，还具有生态功能的无形形态。从生态功能时刻都在维系人类生存及社会经济的发展看，生态功能及其价值不能忽视。

生态功能资产主要反映在：一是生物多样性提供生态系统演替与生物进化所需的物种与遗传资产；二是生物多样性是形成维持生态系统的结构和功能的重要资产；三是表现为生态系统的服务功能资产。目前，由于前两方面的价值定量困难，生态功能资产主要还仅限于生态系统的服务功能资产评估。如有机物的生产、二氧化碳的固定及氧的释放、土壤的生态功能、涵养水源、调节气候、降解污染物、维持优良的景观等。

4）生境资产

生境资产是生态资产中不可割的组成部分。如阳光、气候、土壤、地理、降水等，都是人类社会经济不可缺少的宝贵环境经济资产。生境资产的价值因有无生物存在及生物多样性的丰富度而变化很大。一般来说不适宜生命存活的地区，其生境资产的直接使用价值是十分低下的，而在生物种类繁多、生长繁茂的地区，生境使用价值是十分巨大的。它也特别适合人类的生存、休憩、游乐、疗养的要求，各个国家的别墅区就是建在生境特别优良的地区。

由于不同生境适合不同的生物生存，特殊的生境适合特殊的生物生存，所以不同的生物、生境在整个生态体系中均有其生态位、生态功能和生态作用。即使是不毛之地的生境，也可能对整个生态系统具有某种特殊的功能和作用。例如，南极就是全球气候的致冷器、指示器和调节器。所以，在生态资产评估中，必须十分慎重，只有相当全面地了解生境（包括极地、湿地、荒地等）的各种功能和作用，尤其是特殊功能和作用，才能对生境资产价值的大小进行评估。

6.2.5　生态资产特点及研究趋向

生态资产是生态经济学中新兴的概念，是生态科学与经济科学的交叉学科。从交叉学科的角度分析生态资产的概念和特征，也有助于更好地把握生态资产的研究动向，避免陷入误区（高吉喜，2007）。

1）与经济社会发展的互动性

生态资产是指一定时间和空间范围内自然资源和生态环境为人类提供的福利价值。在生态资产研究中，必须考虑生态环境与经济社会的关联性和互动性，决不能只从自然的角度评价生态资产。目前存在的普遍问题是，对某个区域的生态资产核算量巨大，但都难以转换成经济价值。因此，人们经常面临的困惑是：很多生态环境好、生态资产大的地方经济不发达，贫困现象非常普遍，导致这种情况的根本性原因是没有将生态资产与经济社会发展密切结合，缺乏互动性。

由于生态资产是以人作为主体需求的有用性，生态资产研究在探究生态环境发展演变规律的同时，应更多地考虑与区域或全球人类社会经济发展相结合的发展规律和互动的可持续发展途径。

2）不可替代性和公益性

不同区域生态环境所提供的福利和服务也不同。因此，为了使不同区域间的生态资产可以横向分析比较，生态资产的评估和研究通常都以货币进行度量。但需明确，生态资产对人类的服务和福利是人类经济社会中“万能”的货币所无法替代的，生态服务是整个人类社会生存和发展的物质与环境基础，任何空间或区域的生态环境都不可复制，也不可能被替代。生态资产在一定意义上为人类所共有，是全人类的公益性资产，对生态资产的合理调节与分配是实现可持续发展的必然选择。

生态资产的研究体系和应用模型如图6-8所示。目前生态资产研究大多是对一个区域的生态资产总量进行评估，这虽是基础性工作，但不应成为生态资产研究的目的和核心。Constanza认为：生态资产的总价值是无限的，仅对其总量进行评估没有意义，而研究其变化对区域生态环境和经济社会发展的影响才更有价值。因此，生态资产研究的根本目的，是通过揭示区域或全球生态资产变化对生态环境所提供给人类福利的影响过程和规律，来寻求一个整体运行良好、健康稳定的、可以满足人类经济社会可持续发展需要的生态环境。

因此，根据生态资产的特点和区域社会经济发展的需求，生态资产研究应在静态评估的基础上，以开放的视角和动态的视野，开展区域间的生态资产转移、区域经济社会发展对生态资产的需求量和损耗量的研究，以及一定空间和时间范围内生态资产的累积量评估。同时，需关注不同自然条件和经济社会条件下的生态资产构成、功能与动态变化过程，从而使生态资产研究成果与现时社会经济发展需要密切结合。

图6-8　生态资产研究体系及应用模型（高吉喜，2007）

6.3　生态补偿

经济和市场手段被用于环境污染和生态保护已有很长时间。最初，生态补偿主要用以抑制负的环境外部性，依据污染者付费原则（Polluter Pays Principle，PPP）向行为主体征收税费。然而，在过去的十几年中，生态补偿逐渐由惩治负外部性（环境破坏）行为转向激励正外部性（生态保护）行为。

6.3.1　国内外生态补偿现状

秦艳红（2008）认为生态保护是一种具有正外部性的社会经济活动，实施过程中会引发两种矛盾：一是较低的边际社会成本与较高的边际私人成本之间的矛盾，二是较高的边际社会收益与较低的边际私人收益之间的矛盾。在这两种矛盾作用下，生态保护往往以牺牲部分人的当前利益来获取社会大范围的长远利益。如果不提供补偿，就难以调动人们参与的积极性。经济合作与发展组织（OECD）为此提出了“谁保护，谁受益”原则（Provider Gets Principle，PGP），此处的“受益”即受到补偿。对于生态服务的受益者来说，长期以来一直视生态服务为“免费的午餐”，随着生态问题的日益严峻，逐渐有了为生态服务付费的意识。这就是生态补偿的另一基本原则——“谁受益，谁补偿”原则（Beneficiary Pays Principle，BPP），此处的“受益”指享受生态服务。

许多国家和地区已采取生态补偿措施，但常是政府买单而不是受益者。通过较多调查，Hanley（1995）发现PGP在一些地区已付诸实践，而BPP却很少被采用。即使有的项目向受益者征收补偿，但多为单要素补偿，仅考虑部分受益者。虽然随着生态意识的加深，人们的支付意愿也逐渐加强，但要使生态补偿变为一种主动行为并将其制度化仍存在很多困难。实现BPP原则是完善生态补偿机制的主要问题之一。

受偿地区一般为贫困地区，如不能解决贫困问题，补偿停止后将重新面临生态退化的危险。因此，生态补偿还肩负着提高社会福利、改变粗放落后的生产方式、调整产业结构和提高生活水平的重任，即应将“输血式”补偿转变为“造血式”补偿。

1）概念界定

赵旭等（2008）认为：生态服务补偿的概念源自1996年哥斯达黎加在其新森林法中提出的创新的森林战略政策框架。通过这一政策，完全管理或保护森林的土地所有者会因为其提供的生态服务得到酬劳。生态服务在这一政策中特指森林提供的四项服务：碳吸收、水资源保护、生物多样性保持和美丽的景观。近年来，该项政策在拉美国家得以普遍推广，并在世界范围内带动起以市场工具管理及保护自然资源的实践工作。其概念及内涵也在实践中得以拓展，Pagiola等（2005）认为生态服务补偿是对自然资源管理者产生的部分生态服务给予一定的补助，以提高其保护这些服务的积极性。近年来在我国掀起了生态补偿研究的热潮，而实际上其中很大一部分研究和实践可以归结为生态服务补偿的范畴。李琳（2006）提出生态服务补偿是由生态服务的受益者对提供者进行的补偿。李文华（2006）在辨析生态补偿概念时就提出：“广义的生态补偿应包括环境污染和生态服务功能两方面的内容：由生态系统服务受益者向提供者提供因保护生态环境所造成损失的补偿，以及由生态环境破坏者向受害者的补偿”。同时他认为：“因为我国在增收排污费方面的工作已经有一套较完善的法规，因此生态补偿研究的重点应主要放在生态服务领域”。周映华（2008）认为国内学者在研究生态补偿时，习惯将其直译成英文“Ecological Compensation”，而国外学者在研究这个问题时所使用的术语是“Payment for Ecological（or Environmental）Services”，直译就是购买生态（或环境）服务。Compensation（补偿）从词面的理解来看，强调的是受益方从道义上对付出方的回报，它似乎不具有约束性，而依靠的是自觉自愿。Payment（购买）则强调的是双方地位平等，通过契约和市场交换，一方得到生态服务这个商品，另一方则得到报酬。周映华又认为，流域生态补偿是对由人类的社会经济活动给流域生态系统和资源造成的破坏及对流域造成污染的补偿、恢复、综合治理，以及对因保护流域生态环境而丧失发展机会的居民资金、技术、实物上的补偿和政策上的优惠。流域生态补偿不仅是下游对上游的补偿，它应当是全方位的，例如，当上游造成污染时，也应给下游居民以补偿。

2）国内外生态补偿实践

自20世纪80年代以来，国内外很多国家和地区进行了大量的生态补偿实践，主要涉及流域水环境管理、农业环境保护、植树造林、自然生境的保护与恢复、碳循环、景观保护等（见表6-5）。

最有代表性的项目是在哥斯达黎加、哥伦比亚等拉丁美洲国家开展的环境服务支付（Payments for Environmental Services，PES）项目。该项目由世界银行发起。此类项目主要通过增加流域内的森林覆盖率改善水质和水文条件，因此补偿费主要向用水者征收，其他生态服务的受益者不被考虑。

生态补偿在农业环境保护中也广为应用。中国的“退耕还林还草”工程向退耕农户提供一定数额的实物和现金补偿，主要补偿粮食损失和造林的各种投入。美国的保护与储备计划和欧盟的农业环境保护项目都采取了补偿措施。

表6-5　生态补偿的类别与案例

源自：秦艳红等，2008.

由于森林提供的生态服务最有效，生态补偿措施在林业中也广为采用。爱尔兰为鼓励私人造林采取了两种政策措施，即造林补贴和林业奖励。中国于2001年设立了“森林生态效益补偿基金”，主要用于提供生态效益林木的营造、抚育、保护和管理。

欧盟于1992年推出了栖息地保护公约，用以生态补偿措施在法律上被确立。在新西兰，促进私有土地参与生物多样性保护的激励措施包括自然造林基金、开放式契约及降低税率等。

全球碳贸易也是生态补偿的一个重要方面。为了减少温室气体排放，1997年12月联合国气候变化框架公约会议制定了《京都议定书》。由于在本国内实现温室气体减排的成本更高，一些发达国家热衷于向发展中国家购买碳当量。全球碳贸易被推向高潮。

在中国，具有生态服务补偿性质的实践还有：浙江金华江上游的东阳市和下游的义乌市之间制定的水权交易协议，由水资源紧缺的义乌市向水资源丰富的东阳市每年支付一定的费用购买调水权；宁夏的两个水电厂向供其用水的水库投入资金进行灌溉节水措施的改造等。以上两例可以说明生态服务补偿已在横向单位间进行。

6.3.2　生态补偿现状评价

秦艳红等（2008）认为生态补偿已在世界范围内开展，积累了不少经验，但是理论探讨和实际应用之间还有不少问题，其主要表现是：

（1）生态补偿是建立在生态学与经济学基础之上的，而在实际中二者缺乏交叉融合，往往过于强调生态目标而忽略了经济因素对生态保护的影响。

（2）生态服务的供给方、受益方以及供给方向受益方提供何种服务和提供多少服务常界定不清。

（3）补偿标准不合理，一般采取“一刀切”，忽略了不同地区自然条件和经济条件的空间差异性。受益者的支付标准如何确定尚未有明确的计量方法。

（4）生态补偿往往只针对一种或少数几种生态服务，这种单要素补偿造成生态建设和保护在同一地区重复实施，进一步导致效率低下。

（5）大多数项目为“输血式”补偿，注重经济支付，忽视对受偿者行为有重要影响的社会经济因素，生态保护不可持续。

（6）补偿机制缺乏有效监管和制衡，交易成本过高。

6.3.3　生态补偿的管理：来自欧盟的经验

1）实施背景

欧盟的农业发展是以大量的自然资源消耗、大量的化肥和农药施用为基础，这导致了水源、土壤的污染，以及一些重要的生态系统破坏。所以，生态环境问题是欧盟启动生态补偿政策的重要背景。另外还有两个因素：一个是20世纪70年代中期以来农业生产过剩，欧盟希望农民降低生产，为此启动对休耕、粗放经营等措施的补偿政策；另一个因素是农村的贫困化与低就业率，启动补偿政策在一定程度上是为了增加农民收入。

2）主要政策内容与管理机制

（1）执行机构

欧盟内部农业环境政策的制定和组织需要一个配套的执行机构。表6-6列出了有关执行机构。

表6-6　农业环境政策的执行机构

源自：秦艳红等，2008.

（2）补偿标准

究竟如何确定标准存在各种争议。一种是以成本为基础，计算各种投入。在这种计算中，关于基础设施投入方面的争议较少，它们是通过市场来确定的。对机会成本的评价通常以主要农产品的价格指数为基础。对于农场主投入的劳动力的成本计算是以任务的期限、难度以及农业环境措施占用的时间的百分比为基础来确定的。

（3）补偿范围与目标

以苏格兰为例做一简介。其主要范围是景观保护和生物多样性维持，大体可划分为九大类：如鸟类保护、高生物多样性区保护、湿地景观保护、小区域保护等。

其目标也较广泛，以阿尔卑斯协定（包括奥、法、德、意、瑞士等国家）为例做一介绍。其目标如下所示：

①人口与文化。目标是尊重、保护与促进地区的本土文化发展，促进区内和区外居民的互相理解和合作。

②地区规划。目标是保证经济合理地利用土地和协调整个地区和谐发展，特别是预防自然灾害、保护和恢复生物栖息地等。

③废物管理。目标是发展一套废物收集、利用和处理系统，满足地区特殊地形、地势和气候条件的需求。

④其他还有防止空气污染、土壤保护、水管理、农村自然环境保护、山地农业、山地森林、旅游与娱乐、交通、废物管理等目标。

（4）制裁

在同意加入生态补偿项目之前，申请者必须确保其有能力来执行农业环境计划，如不能按计划进行，专业机构能运用下列方法对其制裁：①对于应付的支付额，预扣所得税；②返回支付额和及利息；③终止任务；④补助金的10%作为额外惩罚；⑤两年之内不准参加其他环境项目。

（5）评估与监测

每一个成员国必须呈递它们对农业环境措施的每年支出的评估报告。它们集中在财政和账户的主体上，比如支出、撤销、结账、支出的调整，基金之间的转移等。对于政策的制定、计划和预算分配的调整，欧盟已确立了一个综合的中期评估报告。在报告中，成员国需提供报告的评估机构并对区域性的生态补偿政策实施效果做一个完整的环境评价。

欧盟对每项工程都设定有具体的监测指标，包括财政和非财政指标，按此指标收集到的所有信息都要报到欧盟。监测委员会、管理和执行机构及其他的组织、申请者在申请这些项目时，就这些指标进行讨论，并确认是否同意以这些指标进行监测。

3）欧盟生态补偿对中国的启示

（1）国家与地区政策要保持一致性

不仅国家与地区政策要保持一致性，整体与地区计划也要保持一致性。要实现这一目标，只能运用分散化决策和计划方法。由于目前的市场没有给环境服务定价，所以农业环境政策是必要的。在很多欧洲专家看来，实际上对环境服务的价值很难精确进行计算，所以必须运用一定的政策工具对其进行补偿，这种补偿必须与社会意愿支付相吻合。

（2）重视监测与评估

由于一些环境影响需要时间来呈现，所以数年的监测和测试是必需的，目的是为了看到趋势。评估各种措施产生的各种影响，尤其是评估环境影响并非易事，如要使评估是科学的，必须要选择适合于单个计划和区域的指标，并在此基础上做出结论。

（3）控制管理成本

在欧盟的生态补偿计划范围内，对于农业环境措施的执行而言，会持续有高的经常性成本和让渡成本。国家性的指标显示成本在9%～45%之间，以及标准变量在±5%范围内变化。

所有形式的政策介入都需不同水平的管理成本。相比较于市场管理政策，农业环境措施被标以很高的执行成本和高交易成本的特征。

（4）教育与经济激励相结合

农场主提供环境服务首先取决于欧盟所提供的经济诱因：很高的补偿支付。农场主有很强的意愿来接受所需要的约束，这些约束会在农业环境措施的运用中碰到。但是，同样的经济补偿，对有一些农民取得的效果更为明显：如受过教育并且获得信息充分的农场主，以及对环境持有积极态度的农场主更愿意保护环境，提供环境服务。

相当多的农场主可能倾向于在他们的合约结束后继续实施农业环境措施。这说明用于维持现行状况的支付水平能有效地防止环境恶化并且那些措施能帮助农场主在边干边学中更好地掌握对环境友善的技术。

6.3.4　森林生态和退耕还林的生态补偿问题

建立生态补偿机制是落实科学发展观、构建和谐社会的重要措施，也是健全生态保护经济激励机制和融资机制的有效手段（李文华，2007；中国21世纪议程管理中心，2007）。

1）生态补偿框架

目前对生态补偿并没有公认的定义，综合国内外学者的研究并结合我国的实际情况，我们认为：生态补偿是保护和可持续利用生态系统为目的，以经济手段为主、调节相关利益关系的制度安排。生态补偿实践与多个部门相关，同时在不同的时间和空间尺度上进行，并存在不同的补偿主体（见表6-7）。

表6-7　生态补偿问题的类型和政策途径补偿方式

源自：李文华，2007.

在生态效益补偿机制框架中，森林生态效益补偿开始最早，取得许多经验，可给其他领域借鉴。

2）森林生态补偿的内涵与范畴

国际上对森林生态补偿的研究是以森林生态系统服务功能研究为基础。分析与评价森林服务功能的价值成为生态学、林学与生态经济学等学科的前沿课题。20世纪80年代初，我国生态学者系统地对森林服务功能进行研究，包括能值量、物理量及价值量的评估。同期，我国的林学工作者也开展了森林资源核算的研究。他们主要以森林价值为主，同时以绿色GDP核算为载体，考虑森林的生态价值。从90年代中期开始进行森林生态补偿研究，包括理论、政策和操作层面。

根据以上研究，国内对森林生态补偿存在下面两种看法。

广义概念：对森林生态环境本身的补偿；对个人或区域保护森林生态环境的行为进行补偿；对具有重要生态环境价值的区域或对象的保护性投入。该层次范围内不仅包括公益林生态补偿，而且包括林业重点工程、森林病虫害防治、防火等。目前，中央每年在这方面直接投资达到400亿元。

狭义概念：仅包括现在进行的公益林森林生态效能补偿基金制度所涵盖的内容。这项基金是对重点公益林管护者发生的营造、抚育、保护和管理付出给予一定补助的专项资金，它结束了我国长期无偿使用森林生态效益的历史，开始进入有偿使用森林生态效益的新阶段。目前，中央每年直接投资20亿元。

国家对天然林保护工程和退耕还林工程所涉及的当地职工与农民进行补偿，为他们所提供的生态效益进行补偿。这应该属于森林生态补偿的中等范畴概念。中央每年直接投资300亿元。

3）退耕还林中的生态补偿政策（中国21世纪议程管理中心，2007）

为了恢复生态、保护环境，确保西部地区乃至中国的可持续发展，自1998年起国家开始实施退耕还林、退牧还草工程。

（1）政策的演进

1999年，时任国务院总理的朱镕基同志视察西南、西北五省，提出“退耕还林（草）、封山绿化、以粮代赈、个体承包”的综合措施。随后，四川、陕西、甘肃三省在1999年率先启动退耕还林、还草试点示范工作，当年完成退耕还林38.15万hm2，宜林荒山荒地造林6.65万hm2。

2000年1月，中央2号文件和国务院西部地区开发会议将退耕还林、还草列为西部大开发的重要内容。3月，国家林业局、计委、财政部联合发出了《关于开展2000年长江上游、黄河上中游地区退耕还林（草）试点示范工作的通知》，这项工作正式启动。

2002年1月10日中央召开的退耕还林电视电话会议正式宣布退耕还林工程全面启动，工程扩大到25个省（区、市）。国家计划2002年退耕还林任务为573万hm2，其中宜耕荒山荒地造林308万hm2。4月11日，根据两年多来的试点试验，国务院下发《关于进一步完善退耕还林政策措施的若干意见》，为把退耕还林工作扎实、稳妥、健康地向前推进，提出了进一步完善退耕还林的若干政策措施。到2002年底，已累计完成退耕还林任务770万hm2，其中荒山荒地造林398万hm2。

到2004年底，我国6年来累计完成退耕还林、荒山荒地造林1　913万hm2（2.87亿亩），陡坡耕种、毁林拓田现象得到有效遏制，森林覆盖率平均提高两个百分点，水土流失明显减轻。同时，国家对这些地区实行粮食或现金补助的政策。据统计，工程实施六年来累计有2　000多万农户、9　700万农民获得退耕还林相关补助。国家已投入资金700多亿元，其中粮食补助资金540亿元，种苗补助140亿元，生活费补助60亿元。

（2）我国退耕还林生态补偿的经验及问题

①以区域为基础进行对象选择

生态补偿应选择最有效的补偿对象，由此可以引申出两条重要原则：一是在各种被选对象中选择成本最低的对象；二是选择只有通过生态补偿才会乐意提供生态服务的对象。

判断我国退耕还林工程布局的合理性，可从分析、比较我国不同地区的农业生产价值入手，考察现有的退耕还林区域是否也正好是那些农业生产价值较低的地方。计算和分析结果显示，在黄土高原和西北地区内，农业耕作活动提供生态服务、产生经济效益、创造就业机会和提供社会保障能力都处于最低一级的水平，因此也理当是实施退耕还林（草）工程的重点区域。

生态补偿对象选择的第二个原则就是激励性原则。任何一项经济活动，其价值包括经济、社会与生态价值三个方面。当经济社会价值与生态价值的增加发生矛盾时，为了实现生态保护目标，对经济活动主体进行补偿是必要的。退耕还林为社会创造了大量生态价值。但是，在实现退耕还林过程中，地方政府和农民都承受了经济和社会价值的损失，所以必须进行补偿。表6-8显示的是各地区经济社会损失与水土保持价值（最直接的生态价值）的对比情况。

表6-8　各地区退耕还林的年度经济社会效益　　单位：元/hm2

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

对比各区域内退耕还林的水土保持效益和社会经济损失可以发现，在单位面积的水土保持效益上各地区的差异不大，而在社会经济损失上各地区的差异较大。这意味着，影响各地区之间退耕还林效益差别的因素主要是退耕还林的社会经济损失。

通过对退耕还林工程的生态、经济及社会效益进行计算和分析，可以判定我国退耕还林布局基本合理。但在各地积极性很高、政府又面临资金约束的前提下，应强化黄土高原、青藏高原、东北和华北地区的有关工程，相应降低南方的工作强度，并且如果必须坚持这些地区的退耕还林，则应给予较高的价值补偿，也即这些地区的单位面积补偿标准应有明显提高。

②以区域机会成本为基础确定补偿标准

在确立补偿标准时，我国采取机会成本法，每亩退耕地所得到的补偿应不低于它因退耕还林所蒙受的净损失。科学合理的补偿标准应具体考虑到这些不同退耕还林区域之间的机会成本差异。

通过退耕还林工程获取生态效益的机会成本基本上就是此前已专门计算的“经济社会损失”（见表6-9），它是指退耕还林所造成的经济价值和社会保障价值的变化之和。表6-9计算了各个区的实际补偿标准，并将它们与当地退耕还林工程的机会成本（也即“经济社会损失”）相比较。

表6-9　各地区退耕还林现有补偿标准

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

比较结果说明：第一，现有分南北两大区域制定的补偿标准，南方的补偿标准高于北方，反映了南方和北方在实施工程时机会成本的大致差异，具有一定的科学性。但是，现有南北两个补偿标准，没有反映各区内部机会成本的实际差异，需要进一步细化和完善。第二，鉴于目前所有退耕还林区的实际补偿标准都不同程度地高于“机会成本”，将来可以根据各地具体情况适当降低补偿标准。基于机会成本的考虑，各地的补偿标准应当在70～180元/亩之间，其中南方地区可高于150元，北方则低于100元。

李文华等（2007）认为森林生态效益补偿标准还应考虑以下几个因素：

一是地域因素。不同地域有不同生态系统服务功能。在制定补助标准时应考虑地域生态系统的重要性及服务功能的差异性。

二是林种、树种的不同。应综合考虑林种、树种、林龄、林分质量，科学地确定森林生态效益补偿的标准。

三是造林方式。有封山育林、飞播造林、人工造林等，要综合考虑其造林成本。

四是地方经济发展水平。应结合地方经济发展水平，因地制宜，给出合理的补偿标准。

③补偿资金的投入与分配

国家对西部退耕还林的补偿期限为：生态林暂定为8年，到期后根据农民收入再补几年，经济林补5年，种草补助2年。这种工程性投入一般都具有期限性，资金投入量大，但缺少持续性。在工程实施中，“重造轻管”现象十分普遍。虽然从工程期看是完成造林种草任务，但在随后的生长过程中，由于没有可见的经济利益或相对应的补助机制，导致管护不足，如果单纯依靠农民个人的投入是远远达不到退耕还林的目的的。由于投入的不足使退耕地不能实现高效利用，造林成活率低、保存率低。林草生长不好，难以起到保持水土的作用，难以使退耕还林农民从退耕地上取得较好的经济收益，从而又可能导致退下来的坡地又出现返耕现象，在工程环境目标的实现上大打折扣。此外，工程性资金具有不稳定性，因为它没有对应固定的财政收入项目，主要是从政府专项拨款、补助或发行国债的收入中实现，当政府财政出现收入不均衡需要削减财政开支时，很可能会影响生态工程财政资金的到位情况。

④区域间利益的协调

从区际协调的角度看，流域生态治理中缺乏有效的机制来协调不同区域的利益。要实现流域生态安全，必须建立全流域生态系统、经济系统、社会系统协调机制，对上游地区的生态保护实施利益补偿，通过宏观调控与管理，强化全流域生态治理。要根据不同区域在生态保护与建设中的作用与地位、环境成本与利益的比较，制定出合理的区域间利益补偿和财政转移支付政策，使上、中、下游地区的经济社会发展与生态保护和建设能够协调一致，形成有效的利益补偿机制和财政转移支付机制；对受益部分进行货币计量，并以受益方的实际受益进行支付，以满足中西部地区生态保护与建设的资金需要，为西部居民提供更多的生态与发展机会。

⑤生态补偿的监管、评估与可持续性

国家实施退耕还林的根本目的是通过以粮代赈来增加植被覆盖、控制水土流失、改善生态环境。治理的重点是江河源头、大江大河两岸、湖泊、水库周围的陡坡耕地和风沙危害严重的沙化耕地。从目前情况看，建设重点不突出的现象比较普遍，一些地区在分解计划时实行利益均摊、任务分散，达不到集中连片治理的目的，不利于规模效益的发挥。同时，对于生态环境脆弱、生态地位重要的区域安排任务过少甚至没有安排任务，急需治理的流域和区域得不到优先治理，违背了先急后缓的原则。

国际经验表明，任何补偿方案要想有效地执行，必须清晰地认识到土地所有者在得到支付时是以真实提供某种服务为交换的。目前在西部生态效益补助资金方案的执行中，林（草）地所有者和经营单位似乎并没有充分认识这一点。基于他们的权利和义务，当他们收到补助资金时并没有对要做的什么进行承诺，如此会导致在获取资金时出现欺骗和误导，进而埋下了未来当参与生态效益补助资金方案的机会成本增加时林（草）地用途转变的隐患。

尽管退耕还林政策中已明确提出“谁退耕、谁造林，谁经营、谁收益”，但是退耕后所营造的林木特别是生态林在补助政策期满后，如何获得经济收益是退耕农户最关心的事。生态林的目标主要是取得生态效益和社会效益，即使能取得经济效益也需要较长的时间。由于退耕还林后的8年后的林木经营利用政策不明确，直接影响退耕农户和其他造林实体营造生态林的热情，若处理不当有可能发生反弹，难以保证退耕还林生态目标的早日实现。在实施退耕还林中，对经济林良种培育及经济林产品后期开发加工等后续产业发展重视不够，与农民利益结合不紧密，直接影响到退耕还林的持久性。

（3）建立科学合理的生态补偿机制和政策（董小君，2007）

①转变观念，用法律制度来保证西部老百姓的生态权和发展权。将“西部生态补偿机制”置于国家战略的地位来考虑。将生态补偿机制从政策层面上升到法律层面，尽早在国家层面出台一部生态补偿法。

②保持政策的稳定性，建立生态补偿长效机制。扩大实施范围，将补助期限延长到20年。将政策转化为制度，当工业化发展至农民离土生存时才中止此项政策。

③建立有利于生态保护的财政转移支付制度。建议在国家财政转移支付项目中增加生态补偿项目。建立“资金横向转移”补偿模式，可以借鉴德国的做法，由两种资金组成：增值税由州分享部分的1/4；财政富裕的州按照统一标准计算结果拨给穷州的补助金。

④科学量化补偿标准。美国退耕项目的补偿资金全部由政府提供，但政府并不统一规定补偿标准，而只是根据实现森林多功能目标建立“环境效益指数”和根据土壤特点调整的租金率（即补偿标准）这两个评价体系，用于估算能反映各地实际情况的租金率。美国政府借助竞标机制和遵循农户自愿原则来确定与各地自然和经济条件相适应的租金率。这种方式确定的补偿标准实际上是农户与政府博弈后的结果，化解了许多潜在的矛盾。

我国制定科学的生态补偿政策有如下两个思路：一是根据生态系统所提供的生态服务来定价；二是根据生态系统类型转换的机会成本（即由于生态保护者要保护生态环境，牺牲了部分发展权）来确定。从目前来看，根据机会成本确定补偿的可操作性较强。但是，从公平性来讲，根据生态服务价值来确定补偿标准更合理。

我国“退耕还林工程”的补偿虽然解决了部分西部地区居民的生活问题，但与瑞典等发达国家对退耕造林实行50%的补助率相差甚远。建议在调整补偿标准时考虑以下因素：

一是通货膨胀的因素。现有退还工程项目每亩补贴50元的种苗及造林费，这是1999年确定的。据林业部门测算，西北地区实际造林成本平均为每亩300元左右，仅苗木费平均就达150元。

二是国家对生态公益林的补偿要考虑原始投资成本。

三是要考虑林地产权及土地价值。

⑤征收“生态税”或“生态附加税”，建立长期稳定的补偿资金来源。课征生态税，可以有效解决生态资源物质补偿和价值补偿的双重关系，可以有效消除市场在生态环境上存在的外部不经济现象。

建议一：“生态税”在内容上应考虑以下因素：西部地区为全国生态安全提供重要生态服务功能，需设置有典型区域差异的税收体制来补偿西部；对严重破坏生态环境的生产、生活方式利用税收予以遏制；对环境友好、有利于生态环境恢复的生产、生活方式给以税收上的优惠。

建议二：在“生态税”未提出之前可以考虑先推出“生态附加税”。此税种类似城建税或教育附加税的形式，其优点在于税源较稳定，征收简便。此税可附在四种主要税种（增值税、营业税、企业所得税、个人所得税）上。如三峡年发电量847亿kW·h时，如果每度电提取生态补偿费5厘就是4.235亿元，仅此一项可以保住28个像云南省徳钦县那样的长江中上游贫困县的原始森林。

⑥明确“生态功能区的区划”，科学界定生态效益的提供者和受益者范围。

⑦建立多元化的生态建设融资渠道。为加快西部生态环境建设，必须坚持责、权、利相结合的原则，建立社会公益事业社会办，国家、集体和个人一起上的多元化投融资机制，制定符合实际的优惠政策和生态效益补偿制，拓宽生态保护与建设的投入渠道。按照“谁投资、谁受益”的原则，鼓励和吸引省内外、国内外投资者投资生态环境和与之相关的经济开发项目，增加西部的造血机能。

⑧补偿基金要预留合理的利润空间。如果补偿标准达不到盈利预期，现有的生产经营者会减少对生态环境建设的投入，没有投入的生态环境经营无论资源数量还是质量都会呈下降趋势。如果国家希望西部生态环境建设目标高于西部地区自身能力能达到的水平，必须由中央政府和东部的富裕地区向西部提供生态环境建设资金。

（4）流域生态补偿及其模式

周映华（2008）认为我国流域生态补偿模式有政府主导、市场交易等模式。这里介绍以下两种。

①政府主导模式

政府主导就是在流域生态补偿中以政府行政手段强制受益方支付给补偿对象的生态补偿模式，其特点是以行政权的行使为主要手段。例如，广东省政府通过财政转移支付等手段补助东江上游地区为保护水源所作的贡献就是这种模式。作为东江支流，河源万绿湖水每年为东江输入优质水源，为下游深圳、香港等沿江流域城市用水提供保障。近年来，为控制湖区原居民对湖区的污染，当地政府禁止居民网箱养鱼和砍伐树木，关停污染严重的小型企业和非法挖采、破坏森林植被的采石场，关闭沿江的大排档和水上餐馆，使水源地的生态环境得到了较好的保护。但是当地传统经济受到较大影响，地方财政收入降低，居民收入水平普遍较低。早在1991年，广东省政府就通过《广东省东江水系水质保护经费使用管理办法》规定对东江上、中游水质保护提供经费补偿，由省政府每年从东深供水工程水费利用总额中提供3%～5%的款项。东深供水工程每年向河源市补偿约3　000万元。此外，广东省政府亦出台多项补偿政策，在经济上扶持当地建设。政府主导模式的优势在于以国家强制力为后盾，补偿保障有力，补偿资金能直接到位。

政府主导模式最大劣势在于受行政区域限制，当政府的财政转移支付不是由上、下游共同的上级政府承担时，补偿就难以实现。当补偿主体与对象为平级政府时，补偿主体出于自身的经济利益考虑，不愿承担补偿的责任，不愿转移支付。因此，从目前的实践情况来看，政府纵向财政转移支付，即由上级政府进行的生态补偿实施成果较好，而横向政府间财政转移支付则难以兑现。例如广东省与江西省之间东江源头的生态补偿问题。2005年6月，《东江源区生态环境补偿机制实施方案》签订，按方案规定，实施流域生态补偿机制，补偿资金来源为中央、省、市、县级政府财政每年一定数额的生态环境补偿资金，并由国家协调建立一种流域上下游区际生态效益补偿机制，由广东省每年从东深供水工程水费中安排1.5亿元资金，用于江西东江源区生态环境保护。但是这份补偿方案至今未能兑现。

②市场交易模式

市场交易模式是补偿双方以平等地位通过协商与谈判，就流域资源的利用与补偿达成交易的模式。市场交易模式在我国流域生态补偿领域还处于刚起步阶段。浙江金华江的水权交易是我国市场交易模式的代表。

金华江开创了我国的第一起水权交易。2001年11月24日，浙江省的东阳和义乌两市首次签订了城市间协议，东阳市将境内横锦水库5　000万m3水的永久使用权让给下游义乌市，成交价格是4元/m3。东阳和义乌，分处金华江上下游，义乌是著名的中国小商品城所在地，20世纪90年代就出现了工业用水和生活用水双双告急的状态，而东阳则水资源较为丰富，拥有两座水库。两市政府经过多轮协商签署了用水权转让协议，东阳市的横锦水库的水通过渠道引入义乌市，义乌市付给东阳市购水款和综合管道费，水库运行、工程维护由东阳市使用综合管理费来运行。在这起水权交易中，位居上游的东阳不是义务地免费为义乌提供优质水资源，而是通过有偿的形式，将水资源转让。一方面下游获得水资源，另一方面上游获得经济利益，有了保护水资源的能力，实现下游对上游水资源保护的生态补偿。

市场交易的模式使流域生态补偿的价值更高，实现更直接。但是其局限性在于交易的前提是水权的明晰和交易成本较低。如果下游不承认上游拥有流域水权，那么交易是无法进行的。如果交易双方谈判的成本高于下游诉诸行政手段请上级政府强制干预的成本，交易也不具可行性。市场交易模式与政府主导模式相比更适合于横向的生态补偿。

国内外生态补偿现状_中国区域发展生态学

6　生态系统服务评价和生态补偿

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，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，而且还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）。

生态系统服务功能的价值评价是指对生态系统为人类提供的服务进行定量研究。相对于道德原因来说，经济原因可能更有说服力（“保护生态环境在经济上是必需的”），这一点对于说服政策制定者尤为重要（张帆，1997）。

人类在对自然的长期利用和改造过程中，往往只注重自然资源的直接消费价值和市场价值，而忽略了其生态效益和生态价值。而不合理的自然资源开发利用有时甚至会带来毁灭性的灾难。只有合理价值标度的生态系统及其服务功能，才有可能在市场经济运行中得到人类的正确认识，合理管理、维护与使用，从而奠定永续利用和可持续发展的基础。

20世纪70年代以来，生态系统服务功能开始成为一个科学术语及生态学与生态经济学研究的分支。尤其近年来，国内外的生态学家、经济学家纷纷探讨生态系统服务功能的内涵与定量评价方法以及有关的生态资产、生态补偿及其应用实践，已成为当前生态学与生态经济学研究的前沿课题和热点。

6.1　生态系统服务

6.1.1　生态系统服务的定义与内涵

生态系统服务研究在西方兴起的标志性著作——1997年戴利（Daily）主编的《自然服务：社会有赖于自然生态系统》中对生态系统服务给出以下定义：生态系统服务是支持和满足人类生存的自然系统及其组成物种的条件和过程。该定义强调三点：生态系统服务对人类生存的支持，发挥服务的主体还是自然生态系统，自然生态系统通过状况和过程发挥服务。

1999年董全将生态系统服务定义为：“自然生物过程产生和维持的环境资源方面的条件和服务。”该定义暗含了生态系统服务对人类生存的支持，同时指出是自然过程产生和维持的，并通过环境资源的条件和服务对人类社会起作用。

2002年，阎水玉认为综合上述定义可以发现，生态系统服务是指自然生态系统及其组成物种产生的对人类生存和发展有支持作用的状况和过程。也就是自然生态系统的结构和功能的维持会生产出对人类的生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，称之为生态系统服务。

满足和支持人类生存和发展的自然生态系统状况和过程是多种多样的。Costanza等（1997）把它们归纳为17类，Daily将它们归纳为15类，董全探讨分析为11类。综合起来，主要应包括生态系统的产品生产、生物多样性的产生和维持、气候气象的调节和稳定、旱涝灾害的减缓、土壤的保持及其肥力的更新、空气和水的净化、废弃物的解毒与分解、物质循环的保持、农作物和自然植被的授粉及其种子的传播、病虫害的控制、人类文化的发育与演化、人类感官心理和精神的益处等方面。

6.1.2　生态系统服务功能评价的理论与方法

1）服务功能类型划分

有代表性的分类主要有以下几种：Daily（1997）提出，生态系统服务功能可划分为生态系统产品和生命支持功能两大类；目前，最新的并且得到国际广泛认可的生态系统服务功能分类系统是由MA（千年生态系统评估）工作组提出的分类方法（Millennium Ecosystem Assessment，2002）。

这个分类系统将服务功能类型归纳为提供产品、调节、文化和支持四个大的功能组（图6-1）。产品提供功能是指生态系统生产或提供的产品；调节功能是指调节人类生态环境的服务功能；文化功能是指人们通过精神感受、知识获取、主观印象、消遣娱乐和美学体验从生态系统中获得的非物质利益；支持功能是指保证其他所有服务功能提供所必需的基础功能。支持功能对人类的影响是间接的或者通过较长时间才能发生，而其他类型的服务则是相对直接的和短期影响于人类。

图6-1　MA的生态服务功能分类

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

图6-2　生态系统服务功能的价值构成

源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）价值构成

生态系统服务功能的价值构成（图6-2）源自对生物多样性的研究。1993年，联合国环境规划署在其《生物多样性国情研究指南》里，将生物多样性价值划分为五种类型：有明显实物性的直接用途、无明显实物性的直接用途、间接用途、选择用途和存在价值。Pearce（1994）将生物多样性的价值分为使用价值和非使用价值两部分。在《中国生物多样性国情研究报告》中，王健民等提出生物多样性总价值应包括直接使用价值、间接使用价值、潜在使用价值和存在价值四个方面，其中潜在使用价值包括潜在选择价值和潜在保留价值。

（1）直接价值是指生态系统服务功能中可直接计量的价值，是生态系统生产的生物资源的价值（毛之永，1998）。这些产品可在市场上交易并在收入账户中得到反映；但也有相当多产品被直接消费而未进行市场交易。除上述实物直接价值外，还有部分非实物直接价值，如生态旅游、动植物观赏、科学研究等。

（2）间接价值是指生态系统给人类提供生命支持系统的价值（欧阳志云等，1996）。这种价值通常远高于直接生产的产品资源价值，它们是作为一种生命支持系统而存在的。例如固定CO2和释放O2、水土保持、气候调节、净化环境等。

（3）选择价值是指个人和社会为了将来能利用生态系统服务功能的支付意愿。选择价值的支付愿望可分为下列三种情况：为自己将来利用、为自己子孙后代将来利用及为别人将来利用。选择价值是一种关于未来价值或潜在价值，是在做出保护或开发选择之后的信息价值，是难以计量的价值，但并不代表该价值无关紧要，只是我们不知道，无法估算而已（肖寒，2001）。

（4）遗产价值是指当代人将某种自然物品或服务保留给子孙后代而自愿支付的费用或价格。

（5）存在价值是指人们为确保生态系统服务功能的继续存在（包括其知识保存）而自愿支付的费用。存在价值是物种、生境等本身具有的一种经济价值，是与人类的开发利用并无直接关系，但与人类对其存在的观念和关注相关的经济价值。

3）评价方法

生态系统服务功能评价主要包括物质量评价和价值量评价（赵景柱，2000）。

（1）物质量评价

物质量评价是从物质量的角度对生态系统提供的各项服务进行定量评价，其特点是能够比较客观地反映生态系统的生态过程，进而反映生态系统的可持续性。运用物质量评价方法对区域生态系统服务功能进行评价，其结果比较直观，且仅与生态系统自身健康状况和提供服务功能的能力有关，不受市场价格不统一和波动的影响。物质量评价特别适合于同一生态系统不同时段提供服务功能能力的比较研究，以及不同生态系统所提供的同一项服务功能能力的比较研究，是区域生态系统健康评价和服务功能评价研究的重要手段。

物质量评价采用的手段和方法主要包括定位实验研究、遥感、GIS、调查统计等，其中定位实验研究是主要的服务功能机制研究手段和技术参数获取手段，遥感和调查统计则是主要的数据来源，GIS为物质量评价提供了良好的技术平台。物质量评价研究往往需要耗费大量的人力、物力和资金支持。物质量评价是价值量评价的基础。

单纯利用物质量评价方法也有局限性，主要表现在其结果不直观，不能引起足够的关注，并且由于各单项生态系统服务功能量纲不同，所以无法进行加总，从而无法评价某一生态系统的综合服务功能。

（2）价值量评价

价值量评价方法主要是利用一些经济学方法将服务功能价值化的过程，许多学者对价值评价方法进行了探索性研究。由于生态系统提供服务的特殊性和复杂性，其评价和价值计量至今仍是一件十分困难的事。根据已有的生态系统服务功能价值评价技术和评价方法，结合生态系统服务与自然资本的市场发育程度，可将价值评价方法分为实际市场评估技术、替代市场评估技术、模拟市场评估技术三大类。以下摘要进行介绍（戴星翼等，2005）。

①实际市场评估技术

费用支出法：这是从消费者的角度来评估生态服务功能的价值，是一种古老又简单的方法，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。如生态旅游价值，以旅游者支出的费用总和作为生态旅游的经济价值。

市场价值法：此法与费用支出法类似，但它可适合于没有费用支出而有市场价格的生态服务的价值评估，例如没有市场交换而在当地直接消耗的生态系统产品，这些自然产品虽没有市场交换，但它们有市场价格，因而可按市场价格来确定经济价值。

市场价值法先定量地评价某种生态服务功能的效果，再根据这些效果的市场价格来评估其经济价值。根据生态效益的正负划分，市场价值法可分为两类：

一类是正服务评价法，它可分为三个步骤：先计算某种生态系统服务功能的定量值，如涵养水源的量、CO2固定量、农作物增产量等；再研究生态服务功能的“影子价格”，如涵养水源的定价可参照水库工程的蓄水成本，固定CO2的定价可参照CO2的市场价格；最后计算其总经济价值。

一类是负服务评价法。例如，评价保护土壤的经济价值时，可以用由生态系统破坏所造成的土壤、能量及土地退化，生产力下降的损失来估计。

理论上，市场价值法是一种合理的方法，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。

②替代市场评估技术

替代成本法：生态服务可以通过人造系统来提供，这时，生态服务的价值就相当于人造系统的成本，因为必须付出等量的成本才可以获得这些生态服务。例如森林涵养水源每年给社会带来的收益很难计算，于是可以假定如果森林不存在，那么按照森林涵养的水量，与能蓄积同样水量的水库相比，则水库的投资、运行以及管理所需的费用，就成为森林涵养水源的经济价值。

替代成本法使用中的难点在于如何确定替代工程的合理化成本。采用不同工艺、不同技术含量所需的成本相差甚大。其次，替代工程是否在经济上完全等价，还是值得怀疑的，也就是说替代工程和生态系统服务各自的溢出效益是不一样的。比如湿地因为处理污水同时会伴随其他生态服务的提供，而替代工程并不存在。当然如果湿地因为处理污水而影响了其他生态服务的提供，那么用替代成本法计算的时候也存在问题。

享乐价值法：该方法主要通过人们为相关商品支付的意愿评估生态系统的服务价值，如位于海滩边的房价通常比靠近较差景观的内陆房屋高。该方法的使用使人类乐观地认为，进行交易的商品总会存在一些可度量的特性用来预测其价格。但是该方法用于自然生态系统的服务价值评估时，由于缺乏一些现实的交易，往往导致参数的选择存在一定困难。如果缺乏可靠的信息，往往对环境的外部性不能准确估计。

③模拟市场评估技术

目前这类技术应用较多的是条件价值法（CVM）。这是一种直接调查方法，直接询问人们对某种生态系统服务的支付意愿（WTP）或对某种生态系统服务损失的接受赔偿意愿（WTA），以此来估计生态系统服务的经济价值，它是生态系统服务价值评估中应用最广泛的评估方法之一。各种价值法适用于缺乏实际市场和替代市场交换商品的价值评估，是“公共商品”价值评估的一种特有的重要方法。

该方法用于评估通过假象市场体现的生态系统服务，主要通过描述不同状况，然后进行社会问卷调查。如通过问卷调查可以要求答卷者提出他们对提高河水、湖水或溪水水质，以便他们可以进行游泳、划船或钓鱼等活动的支付愿望。该方法存在技术上和概念上的问题，主要是由于这种评估行为不是基于真实的市场行为，其应用往往存在如下局限性：问题设计的合理性，问卷提供的信息以及问题提出的顺序都会影响评估结果等。

以下是条件价值法的主要步骤：

——为拟评价的生态服务系统建立一个假设的市场。例如制定一项在市中心保留旧民居的政策。应答者们会被告知地方政府采取怎样的行动，其效果将会怎样，并告知这一行动只有在获得一笔额外基金后才能启动。

——通过调查获知应答者的叫价。

——回收问卷，估计平均支付意愿或赔偿意愿。

——如果问卷是开放的，可估计叫价曲线，使用支付意愿或赔偿意愿作为因变量，以收入、年龄、教育以及环境质量等为自变量。

——加总数据，也就是将平均支付意愿转化为群体总价值。

6.1.3　生态系统服务功能与评价研究进展

1）国外研究

人们对生态系统服务的认识有很长历史，但是关于生态系统服务价值的评估从19世纪60年代中后期才刚开始，而近十年来已成为生态学和生态经济学研究的一个热点领域，突出特征是发表论文数量几乎呈指数上升。其中影响最大的是1997年Costanza等在Nature上发表的题为《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》的文章。该文发表后引起了强烈反响，其引用率达Nature文章平均引用率的15倍以上。许多经济学家和生态学家纷纷就生态系统评估的有效性和必要性发表文章表明自己的观点。Science，Bio Science，Ecosystems，Environmental Science and Technology等著名杂志都曾进行过讨论。

（1）生态系统服务经济价值评估产生的背景

许多学者都认为环境问题只有通过学科交叉的方法才能得到更好解决，因为环境问题是自然系统和社会经济系统相互作用的结果。但是环境经济学存在着一定缺点：它只关心人类对环境的最大化利用，至多只提供人类活动所受到的环境约束信息，没有将经济学和环境学方法进行真正的统一。正是在这种背景下，生态经济学作为一门新兴的学科应运而生，并表现出很强的活力和广阔的前景。生态经济学增加了人类对自然和经济活动相互关系的理解，试图将自然生态系统对人类的服务与经济评价结合起来，并且针对生态系统的价值评估进行了一系列尝试，其中规模和影响最大的是2001年启动的千年生态系统评估（MA）。该项目是一项为期四年的国际合作项目，来自95个国家的1　300多名科学家参与了工作。这是首次在全球范围内开拓性地对生态系统及其对人类福利的影响进行的多尺度综合评估，其研究成果可以为政府决策提供可靠的地球生态系统变化的信息（杨光梅，2006；欧阳志云等，2004）。

（2）生态系统服务经济价值评估的作用和意义

评估研究可以提供关于生态结构和功能的信息，提供生态系统在支持人类福祉方面所起的多样和复杂作用的信息。当传统经济评估在公共管理机制（如市场及公共财产制度）不能很好反映出环境退化所要付出的社会代价时，对生态系统服务进行经济评估就具有特殊的作用。如果自然资源保育或恢复政策的制定没有价值概念指导，可能导致资源的误用或滥用。

（3）关于生态系统服务价值评估的若干争论

随着Daily（1977）《自然的服务：依赖于自然生态系统的社会》的出版和Costanza等对全球生态系统服务功能进行的价值评价，生态系统服务功能的价值评价逐渐成为生态、经济学界的热点。Costanza等的《全球生态系统服务与自然资本的价值估算》一文发表后，在学术界引起极大震动和争议。自发表之日起的近两年时间里，以Costanza为代表的一批学者和以Pearce为代表的一些学者，围绕该论文的一些观点、计算方法和有关内容展开了激烈的争论。争论的焦点主要集中在世界生态系统服务功能价值的可计算性、计算方法和计量中的技术处理问题等方面。应该说Pearce等对Costanza等工作的经济学挑剔是深刻的，只要生态系统功能价值的计量没有真正与经济学接轨，它就难以为经济学所接受并对经济实践产生影响。但是Costanza等人在反驳中提出的一些观点，如世界GNP应将世界生态系统服务包括在内，坚持认为世界生态系统服务功能是整体可计算的等对生态系统服务功能及其价值评价的发展奠定了坚实的基础（徐嵩龄，2001）。而且1998年Costanza也公开承认其关于全球生态环境价值的估算只是初步尝试，还存在如下不足：存在太多关于自然资本形态和经济背景性质相同的假设；评估是片面的、静态的，而不是总体平衡的和动态变化的；影子价格的选取从理论上和时间上存在不相关性。

其他学者也纷纷发表文章表述各自不同的观点。例如Serafy提出将相对独立的不同生态系统服务价值进行加和，可能带来重复计算；而且如果加和时不考虑替代效应和经济预算可能带来的影响，往往导致估价过高。Heal提出“将研究重点放在生态系统及其服务的价值评价可能存在不足”，主要是由于一种物品的价格并不能反映其社会或哲学意义上的重要性。Sagoff认为环境体系与主要的社会价值体系密切相关，所以不能也不应该局限于货币价值。Wilson等认为通过现有的环境评估方法很难体现生态资源管理过程中生态保护的平等性问题。

另外，许多学者对于基于人类偏好进行生态系统服务价值评估提出疑问：生态系统是否应具有特有的价值？由于人类对物理世界及经济的不确定性理解有限，基于成本—收益分析的经济评估结果是否存在太多的不确定性？生态系统变化及政策变化对生态系统的影响，及其在时空分布格局上的响应还没有明确定论，仅通过货币收益的计算能否形成完整的评估体系？

生态系统服务的价值评估是生态经济学的热点领域之一，国外众多学者认为生态系统服务价值评估过程中面临的困难，主要是由于生态系统具有内在的复杂性，使基于边际成本的福利经济学评估结果难以全面解释；生态系统服务经济价值评估的各种方法都具有一定的优点和不足，需要根据不同的评估对象和评估目标选择不同的评估方法，而且在选择的过程中需要注意时间和空间尺度的转换；因此用经济学方法对生态系统进行的货币化评估往往很难反映出自然价值的丰富程度，而且人类对生态系统服务的偏好可能随着时间或新信息的出现而变化，此时福利经济的评价往往显得苍白无力。

今后的研究方向应该是在实际研究中充分重视评估过程中存在的困难，注重运用生态学与生态经济学理论，将自然科学与社会科学有机地结合起来；从生态服务功能的形成机制入手，研究和改进生态系统服务功能评估的方法，设法通过各种有效途径，使生态系统的评估结果更具有说服力和有效性，以便为生态补偿机制的制定及为生态系统管理等工作提供有力支持（表6-1）。

表6-1　生态系统服务功能与经济价值评估方法的关系

注：①指基于Costanza（1997）的研究结果的货币价值；②指基于仅增加价值（即市场价格—资金—劳动成果）；＋＋＋：表示最常用方法；＋＋：表示次常用方法；0：表示在Costanza研究中未用但可能使用的方法。
源自：欧阳志云、赵同谦，2004.

2）国内研究（李文华，2004；吴人坚，2008）

我国的生态系统服务功能及其价值评价工作源于20世纪80年代初开始的森林资源价值核算研究。1982年，张嘉宾等利用影子工程法、替代费用法估算云南怒江、福贡等县的森林固定保持土壤功能的价值为154元/（亩·a）；1988年国务院发展研究中心开展了包括水、土地、森林、草地、矿产等资源的价值核算工作；李金昌等在长期研究的基础上于1998年出版了《生态价值论》，该书以森林生态为例，全面总结了森林生态服务价值计量的理论和方法；此外，张建国（1994）、侯元凯（1997）、蒋元敏（1998）等进行了一些森林资源价值核算的案例研究和理论思考。

随着国际生态系统服务功能及其价值评价工作的兴起，从20世纪90年代中期开始，我国的生态学工作者开始系统地进行生态系统服务功能及其价值评价的研究工作。欧阳志云等（1996，1999）系统阐述了生态系统的概念、内涵及其价值评价方法，并以海南岛生态系统为例，开展了生态系统服务功能价值评价的研究；后又对中国陆地生态系统服务功能的价值进行了初步估算；薛达元等（1997，1999）在对长白山森林生态系统问题经济价值进行评估时，引入环境价值核算方法，首次采用条件价值法对长白山地区生物多样性的存在价值进行了支付意愿调查；宗跃光等（2000）从土地利用角度，对区域生态系统服务功能评价体系进行研究，并将Costanza等单纯自然资本的测算推广到自然、经济和社会的综合测算；赵景柱、肖寒等（2000）将生态服务功能评价方法归纳为物质量评价和价值量评价两类，并对它们进行了比较分析；谢高地等（2001）对全国自然草地生态系统服务价值进行估算，按17类生态系统服务功能（Costanza等，1997）逐项估计各类草原的服务价值，得出全国草原每年的服务价值为1.497　9×1011美元；李文华（2002）组织编写了《生态系统服务功能研究》，分析了我国生态系统服务研究及其在生态环境建设中面临的主要科学问题；赵同谦、欧阳志云等（2003）对中国陆地地表水生态系统服务功能进行初步评价，得出了总价值约相当于2000年我国国内生产总值的11%的评价结果。

徐中民等（2003）以黑河流域1987年和2000年的1∶1　000　000Land-sat TM图像解译数据为基础，分析黑河流域土地利用和土地覆盖的变化，因此对黑河流域生态系统的服务价值进行了实证评估。陈源泉等（2003）认为为生态系统服务寻找建立特定的、真实的市场环境，将生态系统服务的间接价值转化为直接的经济价值，既有利于区域经济的发展，又可促进人们对生态系统服务功能的维持和保护。他们提出了生态系统服务价值的市场转化（率）概念，在此基础上分析了全球及我国各类生态系统服务价值的市场转化情况，并提出了将来的发展思路。戴星翼等（2005）在《生态服务的价值实现》一书中首先从自然科学的角度出发，系统梳理生态服务价值的性质、类型和意义，然后再基于价值实现的角度，对生态服务进行了重新分类，并探讨了各类生态服务要素价值实现的路径。刘青等（2007）在《东江源区生态系统服务功能经济价值研究》一文中提出：江西东江源区是国家级生态功能保护区，此课题目的是揭示源区的生态功能及其在维持区域和流域生态系统服务功能中的重要地位，并为东江源区生态保护及资源可持续利用提供科学依据。张华等（2007）在《科尔沁沙地生态系统服务价值变化研究》一文中提出估算土地利用变化引起的生态系统服务价值的改变情况，可定量评价土地利用活动对沙地生态环境的影响，旨在为研究区建立可持续发展的土地利用模式，促进退化生态系统恢复与重建以及为制定区域生态安全管理决策提供基本的理论支持。

杜加强等（2008）在《重庆市生态系统服务价值动态评估》一文中提出研究生态系统服务价值的动态变化对于区域生态环境的保护和恢复具有重要意义。他们分别采用Costanza和谢高地等确定的生态系统服务价值评估方法，对重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值进行估算。结果表明：重庆市生态系统服务价值总体上呈增长趋势，生态系统服务价值与GDP的比值呈下降趋势。灰色系统预测的结果显示，重庆市生态系统服务价值将继续增长。甄霖等（2008）所著《生态系统服务消费模式、计量及其管理框架构建》一文将生态系统服务的消费定义为人类生产和生活对生态系统服务的消耗、利用和占用，并构建了一个生态系统服务消费和管理的概念框架，将生态服务消费区分成直接消费和间接消费两种基本模式，并初步给出两种基本模式和两种生态服务消费的不同计量方法。他们认为：人们对生态服务的消费模式、消费量以及影响生态服务消费等因素的研究目前还很少有成果报道，他们还认为如下研究有待进一步开展：①生态系统服务消费的机制与效用研究；②直接消费性和间接消费性生态系统服务研究；③生态系统服务消费的地域性特点；④生态服务消费政策选择的分析。

6.1.4　研究实例

1）黑河流域生态系统服务的价值研究（徐中民，2003）

黑河流域是我国西北干旱地区典型的内陆河流域，从高山冰川/永久积雪、森林、草地到平原绿洲和戈壁荒漠，构成了一个干旱区复合生态系统。近五十年来，由于大兴水利、开垦荒地，导致流域的土地利用和土地覆盖格局发生深刻变化，引起生态环境持续退化。上游地区主要出现了以草原秃斑地和草原沙化、杂毒草蔓延为主要标志的草地退化，天然林减少，珍稀生物种数量减少，以及冰川面积减少；中游地区主要是土地荒漠化与土壤次生盐碱化；下游地区集中表现为终端湖泊消失，众多天然河道废弃并形成绿洲内部沙源，天然绿洲萎缩，土地沙漠化持续扩展。

（1）黑河流域生态系统服务的总经济价值

黑河流域生态系统在创造了巨大经济效益的同时，由于人类对生态系统所提供的巨大服务价值缺乏了解，导致人类在从生态系统服务中获取巨大“显性”经济效益的同时，缺乏对为人类提供巨大“隐性”服务价值的流域生态系统的应有保护，致使流域生态系统的景观特征发生了显著的退化型演替。因此，必须考虑经济发展的生态环境成本，将这一成本纳入区域经济发展的综合核算，以利于保护经济社会可持续发展的生态基础。评估流域生态系统服务的经济价值，有助于建立流域环境经济综合核算体系，可以为流域综合决策提供定量依据，有助于流域生态系统的可持续发展管理。

黑河流域生态系统服务的价值研究依据对黑河流域土地利用与植被覆盖的Land-sat TM图像解译数据，引用Constanza等对全球生态系统服务单位公顷价值的平均估算结果，对黑河流域及其上、中、下游生态系统服务的价值予以估算（表6-2）。

表6-2　黑河流域生态系统服务的价值（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

从表6-2可见1987年至2000年，由于森林、草地、河/湖面积的减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、裸岩/裸土地、建筑用地面积均有增加，使生态系统服务的价值显著减少。13年中，黑河流域生态系统服务的年价值总共减少达3.949亿美元，相当于32.658亿元人民币。流域生态系统服务价值的显著减少有力地说明生态系统保护与可持续发展的极端重要性。

比较黑河流域上、中、下游的面积及生态系统服务的价值（表6-3）可以看出，黑河流域上游面积只占整个流域的8.19%，其生态系统服务的价值占全流域的近19%；中游面积占流域面积的43.57%，而服务价值占全流域近67%；下游面积占流域将近一半，但服务价值占全流域不到15%。将1987年和2000年黑河流域生态系统服务的价值绘制在流域平面图上，则得到图6-3的结果。2000年与1987年相比，高价值的区域明显减少，低价值的区域明显增多，整体表现出13年中流域生态系统服务的价值明显减少。

表6-3　黑河流域上、中、下游生态系统服务价值的对比（1987年与2000年）

源自：徐中民，2003.

（2）黑河流域生态系统服务对区域经济发展的贡献

①经济发展以生态系统服务的巨大投入为基础

与1999年黑河流域的国内生产总值（GDP）102.54亿元相比，2000年黑河流域生态系统服务的年价值相当于GDP的1.4倍。因此，流域的GDP的取得，是至少用流域内1.4倍的生态系统服务的巨大价值投入得来的。

图6-3　黑河流域生态系统服务的价值图

源自：徐中民，2003.

②经济发展措施不当造成生态系统服务的巨大破坏

从1987年至2000年，森林、草地、河/湖面积的明显减少，永久积雪/冰川面积减少，而沙漠/戈壁、盐碱地、建筑用地等面积均有增加，使流域生态系统服务的价值显著减少。13年中，流域生态系统服务的年价值总共减少32.658亿元人民币。这一研究结果有力地说明了评估生态系统服务价值并将其纳入区域环境经济综合核算体系的必要性和重要性。唯有这样，才能有效地促进生态系统的保护，维护社会经济发展的生态基础，实现区域的持续发展。

③生态系统服务价值研究待解决的问题

——特定区域生态系统服务特定单位价值的厘定。不同地区的同一类生态系统，由于其组成、结构、功能、过程、健康状况等方面差别的存在，其单位生态系统服务的价值不可能相等。用全球各类生态系统的各自的平均值计算某一个特定地区的各种生态系统服务的价值，只能是近似值。所以，研究特定区域生态系统服务的特定单位价值，是获得该地区生态系统服务价值的唯一正确方法。

——对黑河流域而言，存在盐碱地、永久积雪/冰川、建筑用地、沙丘/戈壁、裸岩/裸土地等特殊的生态系统，这些生态系统目前在国际上没有平均的服务价值信息的提取。而这些生态系统，在黑河流域的特定地段又具有特定的生态功能和过程，获得它们的价值，是全面核算流域生态系统服务价值的基础。

——生态系统服务价值的时间变化研究。由于经济活动的巨大扰动影响，生态系统的组成、结构、功能等随时间而不断变化。只有监测这种变化，才能对生态系统服务及其价值随时间的变化作出相应的评估。

2）重庆市生态系统服务价值动态评估（杜加强等，2008）

重庆市生态系统服务价值动态评估一文针对不同研究方法的比较研究较少的现状，分别采用Costanza等（1997）和谢高地等（2003）的生态系统服务价值计算方法，动态估算重庆市1997年至2005年的生态系统服务价值。采用谢高地等（2003）的方法计算生态系统服务价值系数时，粮食的价格分别采用2000年不变价、当年价进行计算。通过对不同方法的计算结果进行比较分析，研究不同计算方法时重庆市生态系统服务价值的变化特征和变化趋势，定量分析变化的影响因子，并运用灰色预测方法进行趋势预测。最后，探讨三种计算方法的结果产生差异的主要原因及其反映的问题，为重庆市的生态环境保护和恢复提供依据。

（1）研究方法

根据谢高地等（2003）的方法，依照式（6-1）（谢高地等，2003；肖玉等，2003）可计算出重庆市单位面积农田生态系统提供食物生产服务的经济价值，再通过服务价值当量因子表（谢高地等，2003）即可得出重庆市不同生态系统单位面积的生态服务价值系数。

式中：Ea为单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值（元·hm-2）；i为作物种类，重庆市的粮食作物主要为稻谷、小麦和玉米；pi为粮食作物i的全国平均值（元·kg-1）；qi为粮食作物i的单产（kg·hm-2）；mi为粮食作物i的种植面积（hm2）；M为粮食作物种植总面积（hm2）。

得到重庆市单位面积的生态系统服务价值系数后，即可根据式（6-2）计算得出重庆市生态系统服务价值总量。

式中：ESV为生态系统服务价值；k为土地利用类型；Ak为k类土地利用的分布面积；Ck 为k类土地单位面积的生态系统服务价值系数。

（2）数据来源

数据来源于《重庆统计年鉴》（1998—2006年）和《中国物价年鉴》（1998—2006年）。粮食单价分别按2000年不变价和当年实际价格计算，由此得到单位面积的农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值Ea（表6-4）。

将重庆市的土地利用类型与谢高地等（2003）划分的生态系统类型对照，则耕地对应农田生态系统，林地对应森林生态系统，建设用地和未利用地对应荒漠，水域的生态系统服务价值系数对应水体和湿地生态系统服务价值系数的均值。

（3）数据和研究结果

具体见表6-4、图6-4～图6-6。

表6-4　重庆市粮食单产、单价和单位农田生态系统提供的食物生产服务价值（元·hm-2·a-1）

注：a）采用2000年不变价得到的结果；b）采用当年粮食价格计算得到的结果；c）此处价格为稻谷、小麦和玉米全国平均价的均值。
源自：杜加强等，2008.

图6-4　重庆市1997—2005年生态系统服务价值及其与GDP的比值变化趋势

图6-5　采用2000年不变价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

图6-6　采用当年价时的生态系统服务价值组成及变化趋势

以上3图均源自：杜加强等，2003.

（4）结论

①总体上重庆市生态系统服务价值呈上升趋势，而生态系统服务价值与GDP的比值呈减少趋势。

②生态系统服务价值系数较大的林地面积相对数量较大，面积变化明显，决定着重庆市生态系统总价值的变化趋势。

③采用灰色预测方法对重庆市2006年至2010年的生态服务价值以及GDP进行了预测，生态系统服务价值及GDP均呈增长趋势，但其比值呈持续下降趋势。

④采用Costanza等（1997）的价值系数进行动态计算主要反映了土地利用变化对生态系统服务价值的影响；采用2000年不变价计算重庆市生态系统服务价值则反映了土地利用和粮食单产对生态系统服务价值的综合作用；而采用当年价计算生态系统服务价值，还部分地反映了人们对生态系统支付意愿的变化。

⑤三种方法得到的重庆市生态系统服务价值的数值差别较大，所以不同方法的结果将不具有可比性。三种方法反映的问题不同，采用2000年不变价的计算结果更接近于实际的变化情况。

⑥重庆市生态系统服务价值的提升与经济增长不同步，前者慢于后者，因此仍需加大环境治理和生育保育的力度，使经济发展的同时生态环境不断得到改善。

3）转向生态服务的上海农村

对于上海农村的前途，也许需要一种全新的思路，要给其一种有别于传统农村的角色定位：在大城市、小农村的格局下，在国际大都市定位的背景下，农村要向现代化和高度城市化的上海提供什么？戴星翼等（2005）认为，农村应该从传统的产品提供者的角色转变为服务提供者，向市区提供生态、人文、传统的服务，使之成为城市的精神家园。他们提出有必要注意到一个事实，农村的边缘化与农业的弱势有关。全国的农业弱势问题涉及一些更为基本的原因，但上海有其特殊性。随着上海整体的发展，其农村作为农产品生产基地的角色，重要性下降了。在这种情况下，有必要发掘其新的价值，研究其实现途径。也就是说，上海的农村和农业建设，需要新的目标定位。总体上，他们认为需要实现从传统产品经济向新型服务经济的转型。从向上海城市提供原料和作为上海菜篮子的产品提供者角色，转为向上海提供其需要的而城市不能生产的服务。

首先，上海需要农村提供的是生态和环境服务。城市越发展，森林、水系、田野、村落提供的生态服务就越宝贵。在太湖流域整体环境不断恶化的情况下，上海要保护水源的难度越来越大。因此，需要大规模地修复农村生态，使之成为功能良好的“城市之肾”。

不难发现，这一角色与传统角色是冲突的。在产品农业中，人们需要投入大量各种最终可造成污染的物质；而在服务农业中，不但不能这样做，还应利用土地、植被、水体的净化能力，使已经进入环境的污染物得以降解和清除。以一个生态服务功能强大的农村支持经济功能强大的城市。这是郊区能为上海的综合竞争力的提升作出的至关重要的贡献。

为实现这一目标，显然上海农村的产业结构、发展规划、建设思路，都应作出重大调整。需要淘汰某些妨碍环境保护整体目标的工业区。

其次，上海郊区应成为上海人的精神家园。国际大都市绝非意味消灭农村，而是要凭借其强大的经济实力，改变农村落后的面貌，使其处处赏心悦目，适宜于居住、郊游、娱乐、观光。它的景观质量、人文气息、社区氛围都应成为这座城市的骄傲。

不难发现，生态服务与景观服务是可以叠加的。设计良好的生态体系可以拥有显著的休闲娱乐价值。所以精神家园应更为强调水乡农村人文精神的复兴、对社区公共物品的呵护，以及宁静和谐的乡村生活。

农村从产品经济转向服务经济，关键是其价值的实现路径。在概念上，农村的生态价值、文化价值和精神价值是容易得到承认的。但是所有这些价值在现实生活中都正在被抛弃和破坏，而原因是对这些价值的保护不符合农民、基层组织和地方政府的当前利益。可以说，如果不改变这些利益主体背后驱动力的机制和体制，保护、发扬和实现这些价值是不可能的。所以，必须重视与生态和文化保护相关的制度创新问题。当前迫切需要的制度创新有以下四个方面：

（1）财税制度。这是当前基层政府短期行为的最重要根源。例如，可以考虑将镇一级的收入来源改为不动产税之类。随着《中华人民共和国物权法》的出台，这一设想将变得可以实现。这一制度安排的好处在于促使镇政府领导关注安全、环境、基础设施、服务，以聚集人气，使辖区内的不动产升值。它同时会使一个地区追求自己的个性，在宏观上，这会使地区之间出现错位发展的格局，而从根本上克服大而全或小而全的顽症。

（2）转移支付。当农村转向生态服务后，除相关的旅游休闲业可进入市场，体验农业可以创造收益外，一个地区创造的生态服务价值是无法通过市场实现的。为此，就应建立政府补贴和转移支付制度。

（3）政绩考核。随着向服务经济的转轨，以及各地区的个性化发展，政绩考核制度和指标体系也需作重大修正。对于一个地区或镇政府的政绩，首先需要根据其定位确定，要坚决扭转唯GDP导向的考核实践。对位于水源保护区的镇，其政绩首要的是环境保护和就业，对以居住为主体的镇，考核指标必须以安全、环保、社区建设为主，而对重点发展工业的镇，考核内容则以招商引资、GDP和环保为主。

（4）社区自治。当前政府对基层社区公共权力的占有，是造成农村社区解体的根本原因。首先，当前需要完善村级选举制度以及配套制度，使村的公共事务建立民主决策和监督机制。其次，需要恢复村民小组的基本权力。镇政府不能以集体建设用地的名义随意征用土地。国家从经营性项目中退出，交由市场解决。国家为社会公共目的的征地活动，必须提高补偿标准，农民直接参与补偿标准谈判。

6.1.5　生态系统服务功能与评价研究展望

在我国，服务功能与评价研究尚存在以下亟待解决的问题（欧阳志云、赵同谦，2004）：

（1）大多数服务功能评价没有对生态系统结构、过程与服务功能的关系进行深入分析，即缺乏足够的生态系统服务功能机制研究，使这些工作缺乏可靠的生态学基础。

（2）服务功能价值评估理论与方法方面，目前多直接利用国外的定价或方法，与我国社会经济现状脱节，评价结果可信度低，可操作性差，难以取得有关方面和公众认同，也难在管理与决策部门应用。

（3）在服务功能评价中，生态学与经济学研究缺乏有机结合，评价理论与方法未取得重要进展，不仅在国家生态环境建设方面缺乏生态经济学的理论支持，而且使服务功能保育难以纳入社会经济发展综合决策之中。

（4）缺乏服务功能评价应用领域与方法研究。明确的应用目的会使评价研究更具针对性和可操作性，探索性地开展一些应用研究对生态系统服务功能评价的学科发展具有重要意义。

综上所述，生态服务功能研究的重点将主要集中在下列四个方面。

（1）服务功能基础理论研究

关于服务功能的可计算性、计算方法等理论问题仍存在持续争论。这些问题包括：

①目前建立在市场基础的价值评价方法能否用来表征生态系统服务对人类的重要性；能否反映生态系统服务逐渐减少甚至消失对人类社会价值贡献的变动。

②如何处理基于供给和需求的价格与价值之间的关系；价值的可分解性和可加和性；负效应问题；功能与效能等。

（2）服务功能机制研究

生态系统服务功能机制研究的基础是长期生态定位研究，以现场实验观测为主要手段，通过实验结果与系统模拟相结合，分析各类生态系统的结构、过程与重要生态系统服务功能的关系及其规律，使服务功能评价得以量化。

服务功能机制研究的重点内容包括：

①不同生态系统类型与发育状态、不同人类影响程度下的水文调节功能机制、营养物质循环与保存机制、生物多样性维持机制、污染物净化功能机制等。

②通过实验研究，探索人类活动对生态系统服务功能的影响机制，比较分析不同干扰方式与干扰程度影响下，生态系统结构与过程的变化，以及相应生态系统服务功能响应特征与变化趋势，为区域生态系统服务功能保育、生态建设与生态系统可持续管理提供基础。

（3）评价方法研究

由于价值评价的复杂性，使评价方法研究更具迫切性。试举下列三方面问题。

①不同尺度下数据的耦合及应用：在中、大尺度范围（地区、全国乃至全球）进行评价，由于其自然生态条件相去甚远，而且无法保证相应的定位研究密度，其服务功能指标参数选取的精度和合理性是我们评价过程中必须考虑的问题。

②价值评价方法及其不确定性：理论上意愿调查法可以用于任何功能的价值评价，就价格的恰当性而言，支付意愿价格所反映的是享用者心目中的价值，因而最恰当。但是由于受被调查者主、客观多种因素的限制，很难有理想的代表性，其结果往往存在着较大的偏差。

目前，替代成本法是一种在生态系统服务功能评价中被广泛应用的价值评价方法。但在目前经济技术条件下，选择“替代物”或“替代处理方法、过程”成本往往较高。采取何种处理才能更准确地反映其价值？影响生态经济价值的重要因素有哪些？不同生态经济价值评价方法对生态服务功能价值评价结果会产生哪些影响？不同生态经济价值评估方法的适应条件与范围有哪些？

③重复计算和遗漏计算：在服务功能评价中必须认真分析各项服务功能之间的层次关系和因果关系，在机制、过程分析的基础上找到价值评价的有效节点进行计算。只有这样，才能避免计算过程中的重复或遗漏计算，这将是今后一个重要的研究内容。

（4）应用研究及案例研究

生态系统服务功能价值评价研究具有十分重要的现实意义。服务功能价值定量研究，可以帮助人们充分了解生态系统为人类提供的各种产品和服务及其价值，将研究重心从“生态争论”转移到经济评价上来，为生态资源的有效配置、合理定价和有效补偿提供科学依据，为地区、国家乃至全球的经济可持续发展以及生态环境保护奠定基础。这方面的研究可以尝试在以下几个领域开展：

①区域生态恢复方法及决策管理。

②区域规划：服务功能价值评价是区域生态规划的基础和重要依据。

③水资源管理：水生态服务功能研究可以明确生态用水在水资源合理配置中的地位，从而合理分配生态用水量，指导水资源合理定价，帮助建立以保护水源为主要内容的经济补偿机制等。

④土地资源管理：土地的价值构成包括生产价值、社会价值和生态价值三方面，其中生态价值的估算需以生态服务功能评价的理论和方法进行。

⑤区域生态管理与生态税：上游地区为保证下游重要城市的供水安全，不发展或关闭有污染企业，造成一定经济损失，作为下游的主要用水城市理应给予必要的经济补偿。生态服务功能经济价值评价是确定生态税征收的基本依据。

⑥建立国家综合环境资源核算体系。服务功能价值评价为实现绿色GDP核算体系提供技术支撑。

6.2　生态资产评估

20世纪以来，生态资产（Eco-assets）研究逐步受到国内外学者的广泛关注。生态资产是以生态环境和人类经济社会发展之间的关系为重点的跨学科领域，准确界定生态资产及其相关概念，探索生态资产评估的研究动向对进行生态服务评价和生态补偿工作具有重要意义。

6.2.1　自然资本与自然资产

自然资本（Natural Capital）是1948年由美国学者Vogt在讨论美国国家债务时第一次提出的，他指出自然资源资本的耗竭会降低美国偿还债务的能力。Vogt在这里所讲的自然资本是指自然资源的价值。在以后国内外的大量文献中，自然资本常被狭义地理解为自然资源资产的价值。我国学者姜文来（2004）认为，自然资产具有明确的所有权，且在一定的技术经济条件下能够给所有者带来效益的稀缺自然资源，该定义更为强调自然资源的权利归属性和潜在利益创造性。

20世纪70年代以来，随着全球生态状况的进一步恶化，以及人们对生态环境认识水平的不断提高，人们对自然资本或自然资产概念的理解不再局限于自然资源的价值，而是涵盖了自然环境中可以为人类所利用的、表现形式丰富多彩的所有物质或非物质价值形态，包括气候、海洋、森林、河流、土壤以及生物、生态系统产品等生态服务价值。这一概念的拓展，跨越了传统经济学的范畴，赋予自然环境和生态系统以经济价值的意义和属性，同时也在全球掀起了关心自然资本对人类经济社会价值评估研究的高潮。另一方面，自然资产也进入了社会经济记账系统。联合国和世界银行记账系统都将自然资本纳入其中。此后，越来越多的国家和地区将生态资产或自然资本纳入国民经济账户，以衡量其自然环境与经济社会协调发展的程度。

6.2.2　生态资产的概念

王健民（2001）认为“生态资产”从广义上来说是一切生态资源的价值形式；从狭义上来说是国家拥有的，能以货币计量的，并能带来直接、间接或潜在经济利益的生态经济资源。“生态资源”或“生态经济资源”是人类赖以生存和发展的生态系统物质构成和生态功能的源泉。传统经济学把生态环境看成是纯自然物，认为其只有自然属性，而且又认为自然资源是取之不尽、用之不竭的，因此认为自然物是没有价值的，没有将生态系统看做是社会总资产的组成部分。近几十年来，由于资源、环境、生态形成了全球性的问题，人们为了寻求解决全球性问题的途径和办法，反思了历史认识的局限性，发现问题的经济学根源是“自然无价值论”。他们提出了资源、环境、生态的价值观和生态资产的新理论和新观点，初步形成了自然经济学框架，从不同角度研究形成了不同部门的自然经济学，如资源经济学、环境经济学及生态经济学等。

新的资产观点与传统资产观点主要不同之处在于：认为自然界的生态环境资源尤其是生态环境经济资源是自然创造并赠予人类的资产，它是社会经济资产的基础资产，它属于社会总资产的重要组成部分。

6.2.3　生态资产概念的界定

高吉喜（2007）认为生态资产是人类从自然环境中获得的各种服务福利的价值体现，包括自然资源价值和生态服务功能价值，具体内容如图6-7所示。

图6-7　生态资产组成与概念（高吉喜，2007）

生态资产是在自然资源价值和生态服务功能两个概念基础上发展起来的，是二者的结合和统一，表征人类对生态环境、自然资产的认识达到了一个新的高度。人们对生态资产概念的认识过程是动态的、发展的，是逐步深化和延展的。从自然资源价值发展到生态服务价值，从有形的、实物形态的、可以划归权属的经济收益价值发展到无形的、公益性的环境服务价值。因此，对生态资产概念的认识是人类认识世界、认识自然环境过程的具体体现。

6.2.4　生态资产的构成

王健民（2001）认为，生态资产的构成包括生物资产、基因资产、生态功能资产和生境资产。

1）生物资产

“生物资产”是生物资源的价值形式。因此，要了解生物资产，首先要了解生物资源。生物资源是生物圈中对人类具有一定价值的动物、植物和微生物以及它们组成的生物群落。

世界上生物资源有多少？最新的《中国生物多样性国情研究报告》中指出：科学家估计全球拥有500万～10　000万种生物物种，而人类已认识（经科学鉴定定名）的生物约210万种。其中，动物约150万种，植物约50万种，微生物约10万种。从生物量来说，植物量最大，约为动物量的几百倍至几千倍以上。这是由“生态金字塔”及“生态链”自然规律所决定的，如果植物量不足动物量的100倍以上，动物乃至人类的生存就会受到严重威胁。

2）基因资产

每一个生物种群由于突变、自然选择或其他原因，往往存在遗传上的不同。某些种群具有在另一些种群中没有的特殊基因变体（等位基因），或者在一个种群中很少的等位基因可能在另一些种群中出现很多。这些遗传基因差别使生物种群在特定条件下具有更成功的繁殖和适应能力。

生物种群及个体的这种遗传基因多样化，对于生态系统来说，使之更丰富、更稳定、更适应环境的变化；对于人类来说，生物遗传基因多样性提供了动植物优良品种的育种材料。一个优良品种，可以创造巨大的社会财富。因此，可以肯定地说，生物遗传基因是极为难得的自然资源，是自然赋予人类的宝贵自然资产。

3）生态功能资产

生态资产不仅具有物种和遗传基因的实物形态，还具有生态功能的无形形态。从生态功能时刻都在维系人类生存及社会经济的发展看，生态功能及其价值不能忽视。

生态功能资产主要反映在：一是生物多样性提供生态系统演替与生物进化所需的物种与遗传资产；二是生物多样性是形成维持生态系统的结构和功能的重要资产；三是表现为生态系统的服务功能资产。目前，由于前两方面的价值定量困难，生态功能资产主要还仅限于生态系统的服务功能资产评估。如有机物的生产、二氧化碳的固定及氧的释放、土壤的生态功能、涵养水源、调节气候、降解污染物、维持优良的景观等。

4）生境资产

生境资产是生态资产中不可割的组成部分。如阳光、气候、土壤、地理、降水等，都是人类社会经济不可缺少的宝贵环境经济资产。生境资产的价值因有无生物存在及生物多样性的丰富度而变化很大。一般来说不适宜生命存活的地区，其生境资产的直接使用价值是十分低下的，而在生物种类繁多、生长繁茂的地区，生境使用价值是十分巨大的。它也特别适合人类的生存、休憩、游乐、疗养的要求，各个国家的别墅区就是建在生境特别优良的地区。

由于不同生境适合不同的生物生存，特殊的生境适合特殊的生物生存，所以不同的生物、生境在整个生态体系中均有其生态位、生态功能和生态作用。即使是不毛之地的生境，也可能对整个生态系统具有某种特殊的功能和作用。例如，南极就是全球气候的致冷器、指示器和调节器。所以，在生态资产评估中，必须十分慎重，只有相当全面地了解生境（包括极地、湿地、荒地等）的各种功能和作用，尤其是特殊功能和作用，才能对生境资产价值的大小进行评估。

6.2.5　生态资产特点及研究趋向

生态资产是生态经济学中新兴的概念，是生态科学与经济科学的交叉学科。从交叉学科的角度分析生态资产的概念和特征，也有助于更好地把握生态资产的研究动向，避免陷入误区（高吉喜，2007）。

1）与经济社会发展的互动性

生态资产是指一定时间和空间范围内自然资源和生态环境为人类提供的福利价值。在生态资产研究中，必须考虑生态环境与经济社会的关联性和互动性，决不能只从自然的角度评价生态资产。目前存在的普遍问题是，对某个区域的生态资产核算量巨大，但都难以转换成经济价值。因此，人们经常面临的困惑是：很多生态环境好、生态资产大的地方经济不发达，贫困现象非常普遍，导致这种情况的根本性原因是没有将生态资产与经济社会发展密切结合，缺乏互动性。

由于生态资产是以人作为主体需求的有用性，生态资产研究在探究生态环境发展演变规律的同时，应更多地考虑与区域或全球人类社会经济发展相结合的发展规律和互动的可持续发展途径。

2）不可替代性和公益性

不同区域生态环境所提供的福利和服务也不同。因此，为了使不同区域间的生态资产可以横向分析比较，生态资产的评估和研究通常都以货币进行度量。但需明确，生态资产对人类的服务和福利是人类经济社会中“万能”的货币所无法替代的，生态服务是整个人类社会生存和发展的物质与环境基础，任何空间或区域的生态环境都不可复制，也不可能被替代。生态资产在一定意义上为人类所共有，是全人类的公益性资产，对生态资产的合理调节与分配是实现可持续发展的必然选择。

生态资产的研究体系和应用模型如图6-8所示。目前生态资产研究大多是对一个区域的生态资产总量进行评估，这虽是基础性工作，但不应成为生态资产研究的目的和核心。Constanza认为：生态资产的总价值是无限的，仅对其总量进行评估没有意义，而研究其变化对区域生态环境和经济社会发展的影响才更有价值。因此，生态资产研究的根本目的，是通过揭示区域或全球生态资产变化对生态环境所提供给人类福利的影响过程和规律，来寻求一个整体运行良好、健康稳定的、可以满足人类经济社会可持续发展需要的生态环境。

因此，根据生态资产的特点和区域社会经济发展的需求，生态资产研究应在静态评估的基础上，以开放的视角和动态的视野，开展区域间的生态资产转移、区域经济社会发展对生态资产的需求量和损耗量的研究，以及一定空间和时间范围内生态资产的累积量评估。同时，需关注不同自然条件和经济社会条件下的生态资产构成、功能与动态变化过程，从而使生态资产研究成果与现时社会经济发展需要密切结合。

图6-8　生态资产研究体系及应用模型（高吉喜，2007）

6.3　生态补偿

经济和市场手段被用于环境污染和生态保护已有很长时间。最初，生态补偿主要用以抑制负的环境外部性，依据污染者付费原则（Polluter Pays Principle，PPP）向行为主体征收税费。然而，在过去的十几年中，生态补偿逐渐由惩治负外部性（环境破坏）行为转向激励正外部性（生态保护）行为。

6.3.1　国内外生态补偿现状

秦艳红（2008）认为生态保护是一种具有正外部性的社会经济活动，实施过程中会引发两种矛盾：一是较低的边际社会成本与较高的边际私人成本之间的矛盾，二是较高的边际社会收益与较低的边际私人收益之间的矛盾。在这两种矛盾作用下，生态保护往往以牺牲部分人的当前利益来获取社会大范围的长远利益。如果不提供补偿，就难以调动人们参与的积极性。经济合作与发展组织（OECD）为此提出了“谁保护，谁受益”原则（Provider Gets Principle，PGP），此处的“受益”即受到补偿。对于生态服务的受益者来说，长期以来一直视生态服务为“免费的午餐”，随着生态问题的日益严峻，逐渐有了为生态服务付费的意识。这就是生态补偿的另一基本原则——“谁受益，谁补偿”原则（Beneficiary Pays Principle，BPP），此处的“受益”指享受生态服务。

许多国家和地区已采取生态补偿措施，但常是政府买单而不是受益者。通过较多调查，Hanley（1995）发现PGP在一些地区已付诸实践，而BPP却很少被采用。即使有的项目向受益者征收补偿，但多为单要素补偿，仅考虑部分受益者。虽然随着生态意识的加深，人们的支付意愿也逐渐加强，但要使生态补偿变为一种主动行为并将其制度化仍存在很多困难。实现BPP原则是完善生态补偿机制的主要问题之一。

受偿地区一般为贫困地区，如不能解决贫困问题，补偿停止后将重新面临生态退化的危险。因此，生态补偿还肩负着提高社会福利、改变粗放落后的生产方式、调整产业结构和提高生活水平的重任，即应将“输血式”补偿转变为“造血式”补偿。

1）概念界定

赵旭等（2008）认为：生态服务补偿的概念源自1996年哥斯达黎加在其新森林法中提出的创新的森林战略政策框架。通过这一政策，完全管理或保护森林的土地所有者会因为其提供的生态服务得到酬劳。生态服务在这一政策中特指森林提供的四项服务：碳吸收、水资源保护、生物多样性保持和美丽的景观。近年来，该项政策在拉美国家得以普遍推广，并在世界范围内带动起以市场工具管理及保护自然资源的实践工作。其概念及内涵也在实践中得以拓展，Pagiola等（2005）认为生态服务补偿是对自然资源管理者产生的部分生态服务给予一定的补助，以提高其保护这些服务的积极性。近年来在我国掀起了生态补偿研究的热潮，而实际上其中很大一部分研究和实践可以归结为生态服务补偿的范畴。李琳（2006）提出生态服务补偿是由生态服务的受益者对提供者进行的补偿。李文华（2006）在辨析生态补偿概念时就提出：“广义的生态补偿应包括环境污染和生态服务功能两方面的内容：由生态系统服务受益者向提供者提供因保护生态环境所造成损失的补偿，以及由生态环境破坏者向受害者的补偿”。同时他认为：“因为我国在增收排污费方面的工作已经有一套较完善的法规，因此生态补偿研究的重点应主要放在生态服务领域”。周映华（2008）认为国内学者在研究生态补偿时，习惯将其直译成英文“Ecological Compensation”，而国外学者在研究这个问题时所使用的术语是“Payment for Ecological（or Environmental）Services”，直译就是购买生态（或环境）服务。Compensation（补偿）从词面的理解来看，强调的是受益方从道义上对付出方的回报，它似乎不具有约束性，而依靠的是自觉自愿。Payment（购买）则强调的是双方地位平等，通过契约和市场交换，一方得到生态服务这个商品，另一方则得到报酬。周映华又认为，流域生态补偿是对由人类的社会经济活动给流域生态系统和资源造成的破坏及对流域造成污染的补偿、恢复、综合治理，以及对因保护流域生态环境而丧失发展机会的居民资金、技术、实物上的补偿和政策上的优惠。流域生态补偿不仅是下游对上游的补偿，它应当是全方位的，例如，当上游造成污染时，也应给下游居民以补偿。

2）国内外生态补偿实践

自20世纪80年代以来，国内外很多国家和地区进行了大量的生态补偿实践，主要涉及流域水环境管理、农业环境保护、植树造林、自然生境的保护与恢复、碳循环、景观保护等（见表6-5）。

最有代表性的项目是在哥斯达黎加、哥伦比亚等拉丁美洲国家开展的环境服务支付（Payments for Environmental Services，PES）项目。该项目由世界银行发起。此类项目主要通过增加流域内的森林覆盖率改善水质和水文条件，因此补偿费主要向用水者征收，其他生态服务的受益者不被考虑。

生态补偿在农业环境保护中也广为应用。中国的“退耕还林还草”工程向退耕农户提供一定数额的实物和现金补偿，主要补偿粮食损失和造林的各种投入。美国的保护与储备计划和欧盟的农业环境保护项目都采取了补偿措施。

表6-5　生态补偿的类别与案例

源自：秦艳红等，2008.

由于森林提供的生态服务最有效，生态补偿措施在林业中也广为采用。爱尔兰为鼓励私人造林采取了两种政策措施，即造林补贴和林业奖励。中国于2001年设立了“森林生态效益补偿基金”，主要用于提供生态效益林木的营造、抚育、保护和管理。

欧盟于1992年推出了栖息地保护公约，用以生态补偿措施在法律上被确立。在新西兰，促进私有土地参与生物多样性保护的激励措施包括自然造林基金、开放式契约及降低税率等。

全球碳贸易也是生态补偿的一个重要方面。为了减少温室气体排放，1997年12月联合国气候变化框架公约会议制定了《京都议定书》。由于在本国内实现温室气体减排的成本更高，一些发达国家热衷于向发展中国家购买碳当量。全球碳贸易被推向高潮。

在中国，具有生态服务补偿性质的实践还有：浙江金华江上游的东阳市和下游的义乌市之间制定的水权交易协议，由水资源紧缺的义乌市向水资源丰富的东阳市每年支付一定的费用购买调水权；宁夏的两个水电厂向供其用水的水库投入资金进行灌溉节水措施的改造等。以上两例可以说明生态服务补偿已在横向单位间进行。

6.3.2　生态补偿现状评价

秦艳红等（2008）认为生态补偿已在世界范围内开展，积累了不少经验，但是理论探讨和实际应用之间还有不少问题，其主要表现是：

（1）生态补偿是建立在生态学与经济学基础之上的，而在实际中二者缺乏交叉融合，往往过于强调生态目标而忽略了经济因素对生态保护的影响。

（2）生态服务的供给方、受益方以及供给方向受益方提供何种服务和提供多少服务常界定不清。

（3）补偿标准不合理，一般采取“一刀切”，忽略了不同地区自然条件和经济条件的空间差异性。受益者的支付标准如何确定尚未有明确的计量方法。

（4）生态补偿往往只针对一种或少数几种生态服务，这种单要素补偿造成生态建设和保护在同一地区重复实施，进一步导致效率低下。

（5）大多数项目为“输血式”补偿，注重经济支付，忽视对受偿者行为有重要影响的社会经济因素，生态保护不可持续。

（6）补偿机制缺乏有效监管和制衡，交易成本过高。

6.3.3　生态补偿的管理：来自欧盟的经验

1）实施背景

欧盟的农业发展是以大量的自然资源消耗、大量的化肥和农药施用为基础，这导致了水源、土壤的污染，以及一些重要的生态系统破坏。所以，生态环境问题是欧盟启动生态补偿政策的重要背景。另外还有两个因素：一个是20世纪70年代中期以来农业生产过剩，欧盟希望农民降低生产，为此启动对休耕、粗放经营等措施的补偿政策；另一个因素是农村的贫困化与低就业率，启动补偿政策在一定程度上是为了增加农民收入。

2）主要政策内容与管理机制

（1）执行机构

欧盟内部农业环境政策的制定和组织需要一个配套的执行机构。表6-6列出了有关执行机构。

表6-6　农业环境政策的执行机构

源自：秦艳红等，2008.

（2）补偿标准

究竟如何确定标准存在各种争议。一种是以成本为基础，计算各种投入。在这种计算中，关于基础设施投入方面的争议较少，它们是通过市场来确定的。对机会成本的评价通常以主要农产品的价格指数为基础。对于农场主投入的劳动力的成本计算是以任务的期限、难度以及农业环境措施占用的时间的百分比为基础来确定的。

（3）补偿范围与目标

以苏格兰为例做一简介。其主要范围是景观保护和生物多样性维持，大体可划分为九大类：如鸟类保护、高生物多样性区保护、湿地景观保护、小区域保护等。

其目标也较广泛，以阿尔卑斯协定（包括奥、法、德、意、瑞士等国家）为例做一介绍。其目标如下所示：

①人口与文化。目标是尊重、保护与促进地区的本土文化发展，促进区内和区外居民的互相理解和合作。

②地区规划。目标是保证经济合理地利用土地和协调整个地区和谐发展，特别是预防自然灾害、保护和恢复生物栖息地等。

③废物管理。目标是发展一套废物收集、利用和处理系统，满足地区特殊地形、地势和气候条件的需求。

④其他还有防止空气污染、土壤保护、水管理、农村自然环境保护、山地农业、山地森林、旅游与娱乐、交通、废物管理等目标。

（4）制裁

在同意加入生态补偿项目之前，申请者必须确保其有能力来执行农业环境计划，如不能按计划进行，专业机构能运用下列方法对其制裁：①对于应付的支付额，预扣所得税；②返回支付额和及利息；③终止任务；④补助金的10%作为额外惩罚；⑤两年之内不准参加其他环境项目。

（5）评估与监测

每一个成员国必须呈递它们对农业环境措施的每年支出的评估报告。它们集中在财政和账户的主体上，比如支出、撤销、结账、支出的调整，基金之间的转移等。对于政策的制定、计划和预算分配的调整，欧盟已确立了一个综合的中期评估报告。在报告中，成员国需提供报告的评估机构并对区域性的生态补偿政策实施效果做一个完整的环境评价。

欧盟对每项工程都设定有具体的监测指标，包括财政和非财政指标，按此指标收集到的所有信息都要报到欧盟。监测委员会、管理和执行机构及其他的组织、申请者在申请这些项目时，就这些指标进行讨论，并确认是否同意以这些指标进行监测。

3）欧盟生态补偿对中国的启示

（1）国家与地区政策要保持一致性

不仅国家与地区政策要保持一致性，整体与地区计划也要保持一致性。要实现这一目标，只能运用分散化决策和计划方法。由于目前的市场没有给环境服务定价，所以农业环境政策是必要的。在很多欧洲专家看来，实际上对环境服务的价值很难精确进行计算，所以必须运用一定的政策工具对其进行补偿，这种补偿必须与社会意愿支付相吻合。

（2）重视监测与评估

由于一些环境影响需要时间来呈现，所以数年的监测和测试是必需的，目的是为了看到趋势。评估各种措施产生的各种影响，尤其是评估环境影响并非易事，如要使评估是科学的，必须要选择适合于单个计划和区域的指标，并在此基础上做出结论。

（3）控制管理成本

在欧盟的生态补偿计划范围内，对于农业环境措施的执行而言，会持续有高的经常性成本和让渡成本。国家性的指标显示成本在9%～45%之间，以及标准变量在±5%范围内变化。

所有形式的政策介入都需不同水平的管理成本。相比较于市场管理政策，农业环境措施被标以很高的执行成本和高交易成本的特征。

（4）教育与经济激励相结合

农场主提供环境服务首先取决于欧盟所提供的经济诱因：很高的补偿支付。农场主有很强的意愿来接受所需要的约束，这些约束会在农业环境措施的运用中碰到。但是，同样的经济补偿，对有一些农民取得的效果更为明显：如受过教育并且获得信息充分的农场主，以及对环境持有积极态度的农场主更愿意保护环境，提供环境服务。

相当多的农场主可能倾向于在他们的合约结束后继续实施农业环境措施。这说明用于维持现行状况的支付水平能有效地防止环境恶化并且那些措施能帮助农场主在边干边学中更好地掌握对环境友善的技术。

6.3.4　森林生态和退耕还林的生态补偿问题

建立生态补偿机制是落实科学发展观、构建和谐社会的重要措施，也是健全生态保护经济激励机制和融资机制的有效手段（李文华，2007；中国21世纪议程管理中心，2007）。

1）生态补偿框架

目前对生态补偿并没有公认的定义，综合国内外学者的研究并结合我国的实际情况，我们认为：生态补偿是保护和可持续利用生态系统为目的，以经济手段为主、调节相关利益关系的制度安排。生态补偿实践与多个部门相关，同时在不同的时间和空间尺度上进行，并存在不同的补偿主体（见表6-7）。

表6-7　生态补偿问题的类型和政策途径补偿方式

源自：李文华，2007.

在生态效益补偿机制框架中，森林生态效益补偿开始最早，取得许多经验，可给其他领域借鉴。

2）森林生态补偿的内涵与范畴

国际上对森林生态补偿的研究是以森林生态系统服务功能研究为基础。分析与评价森林服务功能的价值成为生态学、林学与生态经济学等学科的前沿课题。20世纪80年代初，我国生态学者系统地对森林服务功能进行研究，包括能值量、物理量及价值量的评估。同期，我国的林学工作者也开展了森林资源核算的研究。他们主要以森林价值为主，同时以绿色GDP核算为载体，考虑森林的生态价值。从90年代中期开始进行森林生态补偿研究，包括理论、政策和操作层面。

根据以上研究，国内对森林生态补偿存在下面两种看法。

广义概念：对森林生态环境本身的补偿；对个人或区域保护森林生态环境的行为进行补偿；对具有重要生态环境价值的区域或对象的保护性投入。该层次范围内不仅包括公益林生态补偿，而且包括林业重点工程、森林病虫害防治、防火等。目前，中央每年在这方面直接投资达到400亿元。

狭义概念：仅包括现在进行的公益林森林生态效能补偿基金制度所涵盖的内容。这项基金是对重点公益林管护者发生的营造、抚育、保护和管理付出给予一定补助的专项资金，它结束了我国长期无偿使用森林生态效益的历史，开始进入有偿使用森林生态效益的新阶段。目前，中央每年直接投资20亿元。

国家对天然林保护工程和退耕还林工程所涉及的当地职工与农民进行补偿，为他们所提供的生态效益进行补偿。这应该属于森林生态补偿的中等范畴概念。中央每年直接投资300亿元。

3）退耕还林中的生态补偿政策（中国21世纪议程管理中心，2007）

为了恢复生态、保护环境，确保西部地区乃至中国的可持续发展，自1998年起国家开始实施退耕还林、退牧还草工程。

（1）政策的演进

1999年，时任国务院总理的朱镕基同志视察西南、西北五省，提出“退耕还林（草）、封山绿化、以粮代赈、个体承包”的综合措施。随后，四川、陕西、甘肃三省在1999年率先启动退耕还林、还草试点示范工作，当年完成退耕还林38.15万hm2，宜林荒山荒地造林6.65万hm2。

2000年1月，中央2号文件和国务院西部地区开发会议将退耕还林、还草列为西部大开发的重要内容。3月，国家林业局、计委、财政部联合发出了《关于开展2000年长江上游、黄河上中游地区退耕还林（草）试点示范工作的通知》，这项工作正式启动。

2002年1月10日中央召开的退耕还林电视电话会议正式宣布退耕还林工程全面启动，工程扩大到25个省（区、市）。国家计划2002年退耕还林任务为573万hm2，其中宜耕荒山荒地造林308万hm2。4月11日，根据两年多来的试点试验，国务院下发《关于进一步完善退耕还林政策措施的若干意见》，为把退耕还林工作扎实、稳妥、健康地向前推进，提出了进一步完善退耕还林的若干政策措施。到2002年底，已累计完成退耕还林任务770万hm2，其中荒山荒地造林398万hm2。

到2004年底，我国6年来累计完成退耕还林、荒山荒地造林1　913万hm2（2.87亿亩），陡坡耕种、毁林拓田现象得到有效遏制，森林覆盖率平均提高两个百分点，水土流失明显减轻。同时，国家对这些地区实行粮食或现金补助的政策。据统计，工程实施六年来累计有2　000多万农户、9　700万农民获得退耕还林相关补助。国家已投入资金700多亿元，其中粮食补助资金540亿元，种苗补助140亿元，生活费补助60亿元。

（2）我国退耕还林生态补偿的经验及问题

①以区域为基础进行对象选择

生态补偿应选择最有效的补偿对象，由此可以引申出两条重要原则：一是在各种被选对象中选择成本最低的对象；二是选择只有通过生态补偿才会乐意提供生态服务的对象。

判断我国退耕还林工程布局的合理性，可从分析、比较我国不同地区的农业生产价值入手，考察现有的退耕还林区域是否也正好是那些农业生产价值较低的地方。计算和分析结果显示，在黄土高原和西北地区内，农业耕作活动提供生态服务、产生经济效益、创造就业机会和提供社会保障能力都处于最低一级的水平，因此也理当是实施退耕还林（草）工程的重点区域。

生态补偿对象选择的第二个原则就是激励性原则。任何一项经济活动，其价值包括经济、社会与生态价值三个方面。当经济社会价值与生态价值的增加发生矛盾时，为了实现生态保护目标，对经济活动主体进行补偿是必要的。退耕还林为社会创造了大量生态价值。但是，在实现退耕还林过程中，地方政府和农民都承受了经济和社会价值的损失，所以必须进行补偿。表6-8显示的是各地区经济社会损失与水土保持价值（最直接的生态价值）的对比情况。

表6-8　各地区退耕还林的年度经济社会效益　　单位：元/hm2

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

对比各区域内退耕还林的水土保持效益和社会经济损失可以发现，在单位面积的水土保持效益上各地区的差异不大，而在社会经济损失上各地区的差异较大。这意味着，影响各地区之间退耕还林效益差别的因素主要是退耕还林的社会经济损失。

通过对退耕还林工程的生态、经济及社会效益进行计算和分析，可以判定我国退耕还林布局基本合理。但在各地积极性很高、政府又面临资金约束的前提下，应强化黄土高原、青藏高原、东北和华北地区的有关工程，相应降低南方的工作强度，并且如果必须坚持这些地区的退耕还林，则应给予较高的价值补偿，也即这些地区的单位面积补偿标准应有明显提高。

②以区域机会成本为基础确定补偿标准

在确立补偿标准时，我国采取机会成本法，每亩退耕地所得到的补偿应不低于它因退耕还林所蒙受的净损失。科学合理的补偿标准应具体考虑到这些不同退耕还林区域之间的机会成本差异。

通过退耕还林工程获取生态效益的机会成本基本上就是此前已专门计算的“经济社会损失”（见表6-9），它是指退耕还林所造成的经济价值和社会保障价值的变化之和。表6-9计算了各个区的实际补偿标准，并将它们与当地退耕还林工程的机会成本（也即“经济社会损失”）相比较。

表6-9　各地区退耕还林现有补偿标准

源自：中国21世纪议程管理中心，2007.

比较结果说明：第一，现有分南北两大区域制定的补偿标准，南方的补偿标准高于北方，反映了南方和北方在实施工程时机会成本的大致差异，具有一定的科学性。但是，现有南北两个补偿标准，没有反映各区内部机会成本的实际差异，需要进一步细化和完善。第二，鉴于目前所有退耕还林区的实际补偿标准都不同程度地高于“机会成本”，将来可以根据各地具体情况适当降低补偿标准。基于机会成本的考虑，各地的补偿标准应当在70～180元/亩之间，其中南方地区可高于150元，北方则低于100元。

李文华等（2007）认为森林生态效益补偿标准还应考虑以下几个因素：

一是地域因素。不同地域有不同生态系统服务功能。在制定补助标准时应考虑地域生态系统的重要性及服务功能的差异性。

二是林种、树种的不同。应综合考虑林种、树种、林龄、林分质量，科学地确定森林生态效益补偿的标准。

三是造林方式。有封山育林、飞播造林、人工造林等，要综合考虑其造林成本。

四是地方经济发展水平。应结合地方经济发展水平，因地制宜，给出合理的补偿标准。

③补偿资金的投入与分配

国家对西部退耕还林的补偿期限为：生态林暂定为8年，到期后根据农民收入再补几年，经济林补5年，种草补助2年。这种工程性投入一般都具有期限性，资金投入量大，但缺少持续性。在工程实施中，“重造轻管”现象十分普遍。虽然从工程期看是完成造林种草任务，但在随后的生长过程中，由于没有可见的经济利益或相对应的补助机制，导致管护不足，如果单纯依靠农民个人的投入是远远达不到退耕还林的目的的。由于投入的不足使退耕地不能实现高效利用，造林成活率低、保存率低。林草生长不好，难以起到保持水土的作用，难以使退耕还林农民从退耕地上取得较好的经济收益，从而又可能导致退下来的坡地又出现返耕现象，在工程环境目标的实现上大打折扣。此外，工程性资金具有不稳定性，因为它没有对应固定的财政收入项目，主要是从政府专项拨款、补助或发行国债的收入中实现，当政府财政出现收入不均衡需要削减财政开支时，很可能会影响生态工程财政资金的到位情况。

④区域间利益的协调

从区际协调的角度看，流域生态治理中缺乏有效的机制来协调不同区域的利益。要实现流域生态安全，必须建立全流域生态系统、经济系统、社会系统协调机制，对上游地区的生态保护实施利益补偿，通过宏观调控与管理，强化全流域生态治理。要根据不同区域在生态保护与建设中的作用与地位、环境成本与利益的比较，制定出合理的区域间利益补偿和财政转移支付政策，使上、中、下游地区的经济社会发展与生态保护和建设能够协调一致，形成有效的利益补偿机制和财政转移支付机制；对受益部分进行货币计量，并以受益方的实际受益进行支付，以满足中西部地区生态保护与建设的资金需要，为西部居民提供更多的生态与发展机会。

⑤生态补偿的监管、评估与可持续性

国家实施退耕还林的根本目的是通过以粮代赈来增加植被覆盖、控制水土流失、改善生态环境。治理的重点是江河源头、大江大河两岸、湖泊、水库周围的陡坡耕地和风沙危害严重的沙化耕地。从目前情况看，建设重点不突出的现象比较普遍，一些地区在分解计划时实行利益均摊、任务分散，达不到集中连片治理的目的，不利于规模效益的发挥。同时，对于生态环境脆弱、生态地位重要的区域安排任务过少甚至没有安排任务，急需治理的流域和区域得不到优先治理，违背了先急后缓的原则。

国际经验表明，任何补偿方案要想有效地执行，必须清晰地认识到土地所有者在得到支付时是以真实提供某种服务为交换的。目前在西部生态效益补助资金方案的执行中，林（草）地所有者和经营单位似乎并没有充分认识这一点。基于他们的权利和义务，当他们收到补助资金时并没有对要做的什么进行承诺，如此会导致在获取资金时出现欺骗和误导，进而埋下了未来当参与生态效益补助资金方案的机会成本增加时林（草）地用途转变的隐患。

尽管退耕还林政策中已明确提出“谁退耕、谁造林，谁经营、谁收益”，但是退耕后所营造的林木特别是生态林在补助政策期满后，如何获得经济收益是退耕农户最关心的事。生态林的目标主要是取得生态效益和社会效益，即使能取得经济效益也需要较长的时间。由于退耕还林后的8年后的林木经营利用政策不明确，直接影响退耕农户和其他造林实体营造生态林的热情，若处理不当有可能发生反弹，难以保证退耕还林生态目标的早日实现。在实施退耕还林中，对经济林良种培育及经济林产品后期开发加工等后续产业发展重视不够，与农民利益结合不紧密，直接影响到退耕还林的持久性。

（3）建立科学合理的生态补偿机制和政策（董小君，2007）

①转变观念，用法律制度来保证西部老百姓的生态权和发展权。将“西部生态补偿机制”置于国家战略的地位来考虑。将生态补偿机制从政策层面上升到法律层面，尽早在国家层面出台一部生态补偿法。

②保持政策的稳定性，建立生态补偿长效机制。扩大实施范围，将补助期限延长到20年。将政策转化为制度，当工业化发展至农民离土生存时才中止此项政策。

③建立有利于生态保护的财政转移支付制度。建议在国家财政转移支付项目中增加生态补偿项目。建立“资金横向转移”补偿模式，可以借鉴德国的做法，由两种资金组成：增值税由州分享部分的1/4；财政富裕的州按照统一标准计算结果拨给穷州的补助金。

④科学量化补偿标准。美国退耕项目的补偿资金全部由政府提供，但政府并不统一规定补偿标准，而只是根据实现森林多功能目标建立“环境效益指数”和根据土壤特点调整的租金率（即补偿标准）这两个评价体系，用于估算能反映各地实际情况的租金率。美国政府借助竞标机制和遵循农户自愿原则来确定与各地自然和经济条件相适应的租金率。这种方式确定的补偿标准实际上是农户与政府博弈后的结果，化解了许多潜在的矛盾。

我国制定科学的生态补偿政策有如下两个思路：一是根据生态系统所提供的生态服务来定价；二是根据生态系统类型转换的机会成本（即由于生态保护者要保护生态环境，牺牲了部分发展权）来确定。从目前来看，根据机会成本确定补偿的可操作性较强。但是，从公平性来讲，根据生态服务价值来确定补偿标准更合理。

我国“退耕还林工程”的补偿虽然解决了部分西部地区居民的生活问题，但与瑞典等发达国家对退耕造林实行50%的补助率相差甚远。建议在调整补偿标准时考虑以下因素：

一是通货膨胀的因素。现有退还工程项目每亩补贴50元的种苗及造林费，这是1999年确定的。据林业部门测算，西北地区实际造林成本平均为每亩300元左右，仅苗木费平均就达150元。

二是国家对生态公益林的补偿要考虑原始投资成本。

三是要考虑林地产权及土地价值。

⑤征收“生态税”或“生态附加税”，建立长期稳定的补偿资金来源。课征生态税，可以有效解决生态资源物质补偿和价值补偿的双重关系，可以有效消除市场在生态环境上存在的外部不经济现象。

建议一：“生态税”在内容上应考虑以下因素：西部地区为全国生态安全提供重要生态服务功能，需设置有典型区域差异的税收体制来补偿西部；对严重破坏生态环境的生产、生活方式利用税收予以遏制；对环境友好、有利于生态环境恢复的生产、生活方式给以税收上的优惠。

建议二：在“生态税”未提出之前可以考虑先推出“生态附加税”。此税种类似城建税或教育附加税的形式，其优点在于税源较稳定，征收简便。此税可附在四种主要税种（增值税、营业税、企业所得税、个人所得税）上。如三峡年发电量847亿kW·h时，如果每度电提取生态补偿费5厘就是4.235亿元，仅此一项可以保住28个像云南省徳钦县那样的长江中上游贫困县的原始森林。

⑥明确“生态功能区的区划”，科学界定生态效益的提供者和受益者范围。

⑦建立多元化的生态建设融资渠道。为加快西部生态环境建设，必须坚持责、权、利相结合的原则，建立社会公益事业社会办，国家、集体和个人一起上的多元化投融资机制，制定符合实际的优惠政策和生态效益补偿制，拓宽生态保护与建设的投入渠道。按照“谁投资、谁受益”的原则，鼓励和吸引省内外、国内外投资者投资生态环境和与之相关的经济开发项目，增加西部的造血机能。

⑧补偿基金要预留合理的利润空间。如果补偿标准达不到盈利预期，现有的生产经营者会减少对生态环境建设的投入，没有投入的生态环境经营无论资源数量还是质量都会呈下降趋势。如果国家希望西部生态环境建设目标高于西部地区自身能力能达到的水平，必须由中央政府和东部的富裕地区向西部提供生态环境建设资金。

（4）流域生态补偿及其模式

周映华（2008）认为我国流域生态补偿模式有政府主导、市场交易等模式。这里介绍以下两种。

①政府主导模式

政府主导就是在流域生态补偿中以政府行政手段强制受益方支付给补偿对象的生态补偿模式，其特点是以行政权的行使为主要手段。例如，广东省政府通过财政转移支付等手段补助东江上游地区为保护水源所作的贡献就是这种模式。作为东江支流，河源万绿湖水每年为东江输入优质水源，为下游深圳、香港等沿江流域城市用水提供保障。近年来，为控制湖区原居民对湖区的污染，当地政府禁止居民网箱养鱼和砍伐树木，关停污染严重的小型企业和非法挖采、破坏森林植被的采石场，关闭沿江的大排档和水上餐馆，使水源地的生态环境得到了较好的保护。但是当地传统经济受到较大影响，地方财政收入降低，居民收入水平普遍较低。早在1991年，广东省政府就通过《广东省东江水系水质保护经费使用管理办法》规定对东江上、中游水质保护提供经费补偿，由省政府每年从东深供水工程水费利用总额中提供3%～5%的款项。东深供水工程每年向河源市补偿约3　000万元。此外，广东省政府亦出台多项补偿政策，在经济上扶持当地建设。政府主导模式的优势在于以国家强制力为后盾，补偿保障有力，补偿资金能直接到位。

政府主导模式最大劣势在于受行政区域限制，当政府的财政转移支付不是由上、下游共同的上级政府承担时，补偿就难以实现。当补偿主体与对象为平级政府时，补偿主体出于自身的经济利益考虑，不愿承担补偿的责任，不愿转移支付。因此，从目前的实践情况来看，政府纵向财政转移支付，即由上级政府进行的生态补偿实施成果较好，而横向政府间财政转移支付则难以兑现。例如广东省与江西省之间东江源头的生态补偿问题。2005年6月，《东江源区生态环境补偿机制实施方案》签订，按方案规定，实施流域生态补偿机制，补偿资金来源为中央、省、市、县级政府财政每年一定数额的生态环境补偿资金，并由国家协调建立一种流域上下游区际生态效益补偿机制，由广东省每年从东深供水工程水费中安排1.5亿元资金，用于江西东江源区生态环境保护。但是这份补偿方案至今未能兑现。

②市场交易模式

市场交易模式是补偿双方以平等地位通过协商与谈判，就流域资源的利用与补偿达成交易的模式。市场交易模式在我国流域生态补偿领域还处于刚起步阶段。浙江金华江的水权交易是我国市场交易模式的代表。

金华江开创了我国的第一起水权交易。2001年11月24日，浙江省的东阳和义乌两市首次签订了城市间协议，东阳市将境内横锦水库5　000万m3水的永久使用权让给下游义乌市，成交价格是4元/m3。东阳和义乌，分处金华江上下游，义乌是著名的中国小商品城所在地，20世纪90年代就出现了工业用水和生活用水双双告急的状态，而东阳则水资源较为丰富，拥有两座水库。两市政府经过多轮协商签署了用水权转让协议，东阳市的横锦水库的水通过渠道引入义乌市，义乌市付给东阳市购水款和综合管道费，水库运行、工程维护由东阳市使用综合管理费来运行。在这起水权交易中，位居上游的东阳不是义务地免费为义乌提供优质水资源，而是通过有偿的形式，将水资源转让。一方面下游获得水资源，另一方面上游获得经济利益，有了保护水资源的能力，实现下游对上游水资源保护的生态补偿。

市场交易的模式使流域生态补偿的价值更高，实现更直接。但是其局限性在于交易的前提是水权的明晰和交易成本较低。如果下游不承认上游拥有流域水权，那么交易是无法进行的。如果交易双方谈判的成本高于下游诉诸行政手段请上级政府强制干预的成本，交易也不具可行性。市场交易模式与政府主导模式相比更适合于横向的生态补偿。

11　区域综合生态规划与方法

区域生态规划是城乡生态评价、生态规划和生态建设三大组成部分之一。区域生态规划强调运用复合生态系统观对规划区域内城乡生态系统的人工生态因子（如土地利用状况、产业布局状况、环境污染状况、人口密度和分布以及建筑、桥梁、道路、城市管线基础设施分布等）和自然生态因子（气候、水系、地形地貌、生物多样性、资源状况等）的动态变化过程和相互作用特征进行评价分析，研究物质循环和能量流动的途径，评价其生态敏感度，进而提出资源合理开发利用、环境保护和生态规划对策。它与城市总体规划和环境规划紧密结合、相互渗透，是联系城市规划和环境规划的桥梁，是协调城乡建设、发展和环境保护的重要手段，其内涵和深度都更高，目的是促进区域生态系统的良性循环，保持人与自然、人与环境关系的持续共生与协调发展。

11.1　生态规划的概念

生态规划作为一种学术思想有着较为悠久的历史渊源，其产生可以追溯到19世纪末，以玛希（Marsh）、鲍威尔（Powell）和格蒂斯（Geddes）等为代表的生态学家、规划工作者及其他社会科学家的规划实践与著作，标志着生态规划的产生和形成（欧阳志云、王如松，1995）。

玛希（1864）首次提出合理地规划人类活动，使之与自然协调而不是破坏自然，该原则今天仍是生态规划的一个重要思想基础。鲍威尔（1879）在其Report on the Lands of the Arid Region of the United States著作中，强调要求制定一种土地与水资源利用政策，并要求选择能适应干旱、半干旱地区的一种新的土地利用方式、新的管理机制及新的生活方式，可以说鲍威尔是最早呼吁通过立法与政策促进与生态条件相适应的发展规划的学者之一。格蒂斯（1921）不仅是一位著名的生物学家，还是人类生态学的奠基人（王如松，1992），他强调把规划建立在研究客观现实的基础上，即周密地分析地域自然环境潜力与环境限制对土地利用与地方经济体系的影响及相互关系。他在《进化中的城市》一书中，从人与环境的关系出发，系统地研究了决定现代城市成长与变化的动力，进一步强调在规划过程中，通过充分认识与了解自然环境条件，根据自然的潜力与制约来制定与自然和谐的规划方案。

19世纪末20世纪初，区域生态规划在生态学自身获得大发展的背景下得到了迅速发展。霍华德（Howard，1898）的“田园城市运动”、美国芝加哥人类生态学派及美国区域规划协会的工作都蕴含有区域生态规划的哲理，并对后来美国宾夕法尼亚大学麦克哈格（McHarg）等人的工作产生了深刻的影响。

麦克哈格曾于20世纪60年代初最早指出：生态规划（Ecological Planning）是在没有任何有害的情况或多数无害条件下，对城市土地的某种可能用途进行的规划。日本一些学者及我国学者刘天齐等（1990）亦认为，生态规划的概念是指生态学的土地利用规划。冯向东（1988）则对城市生态规划的概念作了进一步解释，认为城市生态规划是在国土整治、区域规划指导下，按城市总体规划要求，对生态要素的综合整治目标、程序、内容、方法、成果、实施对策全过程进行的人工生态综合体的规划。王如松等（1987，1993）则强调了区域生态规划应是城乡生态评价、区域生态规划和生态建设三大组成部分之一，不仅限于生态学的土地利用规划。于志熙（1992）认为，生态规划是实现生态系统的动态平衡、调控人与环境关系的一种规划方法。

从上述有关区域生态规划的现有概念来看，多数偏重于土地利用规划。王祥荣（2000）认为，从区域或城市人工复合生态系统的特点、发展趋势和区域生态规划所应解决的问题来看，区域生态规划应不仅限于土地利用规划，而应是以生态学原理和城乡规划原理为指导，应用系统科学、环境科学等多学科的手段辨识、模拟和设计人工复合生态系统内的各种生态关系、确定资源开发利用与保护的生态适宜度，探讨改善系统结构与功能的生态建设对策，促进人与环境关系持续协调发展的一种规划方法。

区域生态规划具有以下特点和科学内涵：

（1）以人与自然和谐为本：从人的生产、生活活动与自然环境和自然生态过程的关系出发，追求区域及城市总体关系的和谐和各部门、各层次之间的和谐，人与自然关系的和谐。

（2）以资源环境承载力为前提：强调区域与城市的发展应立足于当地资源环境的承载力，充分了解生态系统内自然资源与自然环境的性能与环境容量，以及自然生态过程特征与人类活动的关系。

（3）系统开放、优势互补：强调系统的开放，形成区域与城市生态经济优势与社会子系统和自然子系统优势的互补。

（4）高效、和谐、可持续：强调经济发展的高效、和谐与可持续性，而不是简单的高速度。区域生态规划认为区域与城市的发展应是社会、经济与生态环境的改善与提高、系统自我调控能力与抗干扰能力的提高、旨在全面改善区域与城市可持续发展的能力。

11.2　区域生态规划的原则

11.2.1　整体优化

区域生态规划坚持整体优化的原则，从系统分析的原理和方法出发，强调区域生态规划的目标与区域或城乡总体规划目标的一致性，追求社会、经济和生态环境的整体最佳效益，努力创造一个社会文明、经济高效、生态和谐、环境洁净的人工复合生态系统。

11.2.2　协调共生

城乡人工复合生态系统具有多元、多介质、多层次、生态位分化的特点，子系统之间和各生态要素之间相互影响、相互制约，不仅影响到区域或城乡大系统的稳定性，而且直接关系到系统的结构和整体功能的发挥。因此，在区域生态规划中必须遵循协调共生的原则。共生是不同种类的子系统合作共存、互惠互利的现象，其结果是所有共生者都大大节约了原材料、能量和运输量，系统获得了多重效益。共生也是指正确利用不同产业和部门之间互惠互利、合作共存的关系，搞好产业结构的调整和生产力的合理布局。部门之间联系的多寡和强弱及其部门的多样性是衡量城市共生强弱的重要标志。协调是指要保持区域与城乡，部门与子系统各层次、各要素以及周围环境之间相互关系的协调、有序和动态平衡，保持区域生态规划与总体规划近远期目标的协调一致。

11.2.3　区域分异

区域生态规划坚持区域分异的理论，在充分研究区域或城乡生态要素功能现状、问题及发展趋势的基础上，综合考虑国土规划（或区域规划）、城市总体规划的要求和城乡现状布局，搞好生态功能分区，以利于社会经济的发展和居民生活，利于环境容量的充分利用，实现社会、经济和环境效益的统一。

11.2.4　趋适开拓

区域生态规划坚持趋适开拓原则，以环境容量、自然资源承载能力和生态适宜度为依据，积极创造新的生态工程，改善区域或城乡生态环境质量，寻求最佳的区域或城乡生态位，不断地开拓和占领空余生态位，以充分发挥生态系统的潜力，强化人为调控未来生态变化趋势的能力，促进生态建设。

11.2.5　生态平衡

生态平衡的含义是指处于顶极稳定状态的生态系统，此时系统内的结构与功能相互适应与协调，能量的输入与输出之间达到相对平衡，系统的整体效益最佳。区域生态规划遵循生态平衡的理论，重视搞好水、土地资源、大气、人口容量、经济、园林绿地系统等生态要素的子规划；合理安排产业结构和布局、园林绿地系统的结构与布局，并注意与自然地形、河湖水系的协调性以及与城乡功能分区的关系，努力创造一个顶极稳定状态的人工复合生态系统，维护生态平衡。

11.2.6　高效和谐

区域生态规划的目的是要将人类聚居地建成一个高效和谐的社会—经济—自然复合生态系统，使其内部的物质代谢、能量流动和信息的传递关系形成一个环环相扣的网络，物质和能量得到多层分级利用，废物循环再生，各部门、各行业之间形成发达的共生关系，系统的功能、机构充分协调，系统能量的损失最小，物质利用率最高，经济效益最高。

11.2.7　可持续发展

1987年，联合国环境与发展委员会发表了《我们的共同未来》的纲领性文件，提出了“可持续发展”的概念，在1992年巴西里约热内卢召开的世界环境与发展大会上又再次强调了可持续发展的概念及其重要性，“既能满足当代人的需要又不危及后代人满足其需要能力的发展”，这个概念已赢得了越来越多人的赞同。

区域生态规划遵循可持续发展理论，在规划中突出“既能满足当前的需要又不危及下一代满足其需要能力的发展”的思想，强调在发展过程中合理利用自然资源，并为后代维护、保留较好的资源条件，使人类社会得到公平的发展。

11.3　区域生态规划的工作程序与主要内容

11.3.1　区域生态规划的工作程序

区域生态规划目前尚无统一的工作程序，美国华盛顿大学Steiner F.曾于20世纪60年代提出了资源管理生态规划的程序包括七个步骤，即：确定规划目标→资源数据清单和分析→区域适宜度分析→方案选择→规划方案实施→规划执行→方案评价。麦克哈格（1969）在《结合自然的设计》一书中提出了建立一个城市与区域规划的生态学框架，并通过案例研究，对生态规划的工作程序及应用方法做了较全面的探讨。他的生态规划框架对后来的区域生态规划影响很大，成为20世纪70年代以来区域生态规划的一个基本思路，被称之为麦克哈格生态规划法，这个方法可以分为以下五个步骤：

（1）确立规划范围与规划目标。

（2）广泛搜集规划区域的自然与人文资料，包括地理、地质、气候、土壤、野生动物、自然景观、土地利用、人口、交通、文化、人的价值观调查，并分别描绘在地图上。

（3）根据规划目标综合分析，提取在第二步所收集的资料。

（4）对各主要因素及各种资源开发（利用）方式进行适宜度分析，确定适应性等级。（5）综合适应性图的建立。

麦克哈格法的核心在于：根据区域自然环境与自然资源性能，对其进行生态适宜性分析，以确定土地利用方式与发展规划，从而使自然的利用与开发及人类其他活动与自然特征、自然过程协调统一。

综合前人的工作基础，我们认为：从区域生态规划的科学内涵来看，应解决的问题不应仅限于土地利用和资源管理，而应从更宏观、综合的角度，研究区域或城市的生态建设和生态环境保护战略。因此，该项工作是建立在对区域与城市复合生态系统中社会、经济、自然的广泛调查基础上，结合专家咨询意见，应用生态学、环境科学、系统分析（多元统计、系统生态、系统工程、系统动力学、灰色系统分析）和城市规划原理相结合的方法进行的。

11.3.2　区域生态规划的主要内容与方法

区域生态规划主要建立在对区域或城市复合生态系统中社会、经济、自然广泛调查的基础上，结合专家咨询意见，应用城市生态学、系统分析、环境评价和规划以及与城市规划原理相结合的方法开展工作。

区域生态规划的对象是一个由自然生态要素和人工生态要素复合而成的人工复合生态系统，因子众多，复杂多变，其工作内容应根据研究对象的具体情况，突出重点、因地制宜、有针对性地拟定，下面是其主要内容。

1）生态要素的调查与评价

调查的主要目的是调查搜集规划区域的自然、社会、人口、经济与环境的资料与数据，为充分了解规划区域的生态特征、生态过程、生态潜力与制约提供基础。资料搜集包括历史资料的搜集、实地调查、社会调查与3S技术（遥感、地理信息系统、全球定位技术）应用等。

在区域生态规划中，十分重视人类活动与自然环境的长期相互影响与相互作用，如资源衰竭、土地退化、大气与水体污染、自然生境与景观破坏等问题，均与过去的人类活动有关。因此，历史资料的研究十分重要。近年来，公众参与、现场监测、3S技术都发挥着非常重要的作用。

（1）生态调查

生态调查中多采用网格法，即在筛选生态因子的基础上，按网格逐个进行生态状况的调查与记录，工作方法是：确定区域生态规划区范围，采用1∶10　000（或较大区域为1∶50　000）地形图为底图（最好是电子地图）。依据一定原则将规划区域划分为若干个网格，网格大小视具体情况而定，一般为1km×1km，有的也采用5km×5km（特大城市和大城市）或0.5km×0.5km（中、小城市和乡镇），每个网格即为生态调查与评价的基本单元。

调查登记的主要内容有：规划区内的气象条件、水资源、绿化、地形地貌、土壤类型、人口密度、经济密度、产业结构与布局、土地利用、建筑密度、能耗密度、水耗密度、环境污染状况等，并进行评价分析（自然环境与社会环境特征的调查与分析）。最好是应用卫星遥感数据与航测照片完成登记工作，还可借助于专家咨询、民意测验等公众参与的方法来弥补数据的不足。

（2）生态评价

生态评价的主要目的在于运用复合生态系统的观点及生态学、环境科学的理论与技术方法，对评价区域的资源与环境的性能、生态过程特征、生态环境敏感性与稳定性进行综合评价分析，以认识和了解评价区域环境资源的生态潜力和制约。

①生态过程分析

区域生态过程的特征是由区域生态系统以及景观生态的结构与功能所规定的。其自然生态过程实质是生态系统与景观生态功能的宏观表现。如区域的自然资源及能流特征，景观生态格局及动态都是以组成景观的生态系统功能为基础的。同时，人类生产、生活及交通等经济活动影响下的生态过程及其与自然生态过程的关系是应关注的重点。在城市可持续发展的区域生态规划中，往往对能流、物流、土地承载力及景观空间格局等与城市发展及环境密切相关的生态过程进行综合分析。

②生态潜力分析

生态潜力是指在单位面积土地上可能达到的第一性生产水平，是一个能综合反映区域内光、温、水、土资源配合效果的一个定量指标。在该区域内，光照、温度、土壤在相当的时期内是相对稳定的，这些资源组合所允许的最大生产力通常是该区域农业与林业生态系统生产力的上限。

根据这四种自然资源的稳定性和可调控性，资源生产可以分为四个层次，包括光合生产潜力、光温生产潜力、气候生产潜力及土地承载力。

光合、光温及气候生产潜力分析主要针对区域自然生态系统的生态潜力与生态效率特征，它反映了区域气候资源的潜力，是区域农业与林业生产的基础。区域土地承载力是区域农业土地资源及区域农业生产特征的综合体现。

通过分析与比较区域生态潜力与现状区域农业林业土地产出，可以找出制约区域农业及林业生产的主要环境因素，进一步为城市的发展规划提供科学依据。

③生态敏感性分析

不同的生态系统或景观斑块对人类活动干扰的反应结果是不同的，有的生态系统对干扰具有较强的抵抗力，有的则恢复能力强，尽管受到干扰后在结构或功能方面产生偏离，但很快就会恢复系统的结构和功能。然而，有的系统却很脆弱，容易受到损害或破坏，恢复也很难。生态敏感性分析的目的就是分析与评价区域内各系统对人类活动的反应，分析内容通常包括水土流失评价，敏感集水区的确定，具有特殊价值的亚生态系统及人文景观，以及自然灾害的风险评价等。

④土地质量及区位评价

区域的气候条件、地理特点、生态过程特征以及社会基础综合反映在城市土地质量的分异及区位特征上。因此，土地质量及区位的评价实际上是对城市复合生态系统的评价与分析的综合和归纳。由于不同的规划目标，土地质量及区位的内涵是有差异的，而且评价中所选属性与综合方法也不一致。如在绿地规划中，评价指标主要涉及的是与绿化密切相关的气候、地理、水分有效性、土壤养分、植物生态特性等属性。

区位评价主要目的是为城市发展、产业经济布局与城镇建设提供基础。区位评价的指标主要有地形地貌条件，河流水系的分布，植被与土壤等因素，以及交通、人口、工农业产值、乡镇基础、土地利用现状等方面。

评价指标与属性的综合方法很多，通常有两类方法：一是根据变量间的相互关系，通过机理模型综合成综合指标，如辐射条件、热量、水分条件综合成气候生产潜力；二是根据专业知识及专家经验，用加权法综合，最终形成区域土地质量与区位特征评价图。

2）环境容量和生态适宜度分析

环境容量是指在人类生存、自然生态不致受害的前提下，并在环境质量标准的约束下，某一环境所能容纳的污染物的最大负荷量。如按要素分类，可将环境容量划分为大气环境容量、水环境容量、土壤环境容量和绿地环境容量等。

生态适宜度是指在规划区内确定的土地利用方式对生态因素的影响程度，即生态因素对给定的土地利用方式的适宜状况和程度，是土地开发利用适宜程度的依据。

研究环境容量和生态适宜度，可为区域生态规划中区域与城市污染物的总量排放控制、确定土地利用方式和程度、搞好生态功能分区提供科学依据。

生态适宜度分析是在网格调查的基础上，对所有网格进行生态分析和分类，将生态状况相近的作为一类，计算每种类型的网格数，以及在总网格中所占的百分比。生态适宜度分析可为制定上述土地利用方案提供科学依据。

在进行生态适宜度分析时，应注意两点：一是何种地块（网格）的生态适宜度；二是地块对何种利用方式的生态适宜度。亦就是说，进行生态适宜度分析时，只有针对某种特定用途才有意义。如同一地段，由于地势低洼，终年积水，对于城市建设来说，可能是生态适宜度较低的土地，可对于水产养殖业来说，却是适宜的土地，如作为绿地景观水面，也会有较大的生态适宜度。

（1）生态适宜度分析程序

刘天齐等（1990）在城市环境管理工作中提出了生态适宜度的分析程序，其主要步骤如下：

①明确区域生态规划区范围和范围内可能存在的土地利用方式。在明确区域生态规划区范围的基础上，将规划区划分成网格，一般是1km2为一个网格，并说明各网格内可能存在的土地利用方式或城市用地类型。

②用特尔菲法分别筛选出对各种土地利用方式（用地类型）有显著影响的生态因子及其影响作用的相对大小，即权重。

③对区域生态规划区的各网格分别进行生态登记。

④制定生态适宜度评价标准。根据各生态因素对给定的土地利用方式的生态影响规律制定出单因子生态适宜度评价标准，在制定出单因子生态适宜度评价标准的基础上，应用一定的数学处理方法，并结合本地实际情况制定出区域生态规划区内土地对给定的土地利用方式的综合适宜度评价标准。

根据上述工作成果，首先逐网格确定单因子的适宜度评价值，然后应用特定的数学模型由单因子生态适宜度评价值或评分求出各网格对给定土地利用方式的生态适宜度综合评价值。特定的数学模型必须与第四步所使用的数学模型一致。

⑤编制区域生态规划区域生态适宜度综合评价表，同时给出每一土地利用方式的生态适宜度图。

（2）筛选生态适宜度评价因子的原则

筛选生态适宜度评价因子应遵循以下原则：一是所选择的生态因子对给定的利用方式具有较显著的影响；二是所选择的生态因子在各网络的分布存在着较显著的差异性。

以居住用地为利用目标的土地利用方式，与大气、生活饮用水、噪声等污染因子，土地开发利用程度以及绿化状况等密切相关。例如吉林市在城市区域生态规划中，分析居住用地适宜度时，选定了大气环境质量、土地利用熵、环境噪声及绿化覆盖率四项评价因子。“生活饮用水”这一因子，对吉林市并不重要，因为供应全市生活用水的四个水厂的水质都很好，且全市各网格基本相同。吉林市在做工业用地适宜度分析中选定了位置、风向、大气环境质量、土地利用熵四项作为评价因子。

（3）生态适宜度单因子评价标准

生态适宜度单因子评价标准的制定主要依据以下两条：

①生态因素（单因子）对给定的土地利用方式（用地类型）的影响作用规律。

②区域生态规划区的实际情况。一方面指该生态因子在区域生态规划区的时空分布情况；另一方面指该区域生态规划区社会、经济等有关指标。单因子生态适宜度的评价常分为三级，即适宜、基本适宜、不适宜；或五级，即很适宜、适宜、基本适宜、基本不适宜、不适宜；或六级，即很适宜、适宜、基本适宜、基本不适宜、不适宜、很不适宜。

（4）生态适宜度综合评价值

计算生态适宜度综合评价值的数学表达式主要有下面三种。

①代数和表达式：

式中：i为网格编号（或地块编号）；j为土地利用方式编号（或土地类型编号）；s为影响土地利用方式（或用地类型）的生态因子编号；n为影响土地利用方式（或用地类型）的生态

因子的总个数；Bisj为土地利用方式为j的第i个网格的第s个生态因子对该利用方式（或类型）的适宜度评价值（简称单因子s的评价值）；Bij为第i个网格，其利用方式是j时的综合评价值。

②算术平均值表达式：

式中各符号含义同上。

③加权平均值表达式：

式中：Ws为第s个生态因子的权值，其余符号的含义同上。

（5）生态适宜度综合评价标准

制定标准的依据：包括单因子生态适宜度评价标准、区域生态规划区生态适宜度综合评价值、该市经济、社会发展规划以及该市总体规划。

制定标准的基本方法：制定标准的方法很多，常用而简便的方法举例如下：

假设某市经过专家咨询所筛选出来的对工业用地适宜度有影响作用的生态因子共五个，用A、B、C、D、E表示。其单因子生态适宜度分级标准如表11-1所示。

表11-1单因子生态适宜度分级标准

其权重分别是A为0.50、B为0.20、C为0.15、D为0.10、E为0.05。

由单因子评价值合成综合评价值时采用加权平均数模型，即为

式中：

综合生态适宜度每一级都和一个评价值区间相对应，所以寻找各区间端点或上下界便成了判断综合生态适宜度分级标准的关键。考虑到该地区实际情况，各级界限选择情况如表11-2所示。

其中界限的选择方法各地根据实际情况可以灵活掌握，比如适宜的上界可定为A、B、C很适宜，D、E适宜。其他方法可以类似考虑。

表11-2　生态适宜度分级界限

分级结果如图11-1所示。

图11-1　生态分级结果

3）评价指标体系的建立及规划目标的研究

在区域生态规划的研究中，建立评价指标体系及规划目标的工作具有重要的作用，其内容应包括社会、经济和环境三方面的内容。目前指标体系的建立方法很多，总的来讲，区域生态规划中的评价指标体系与规划目标应包括以下内容：

（1）评价指标体系

评价指标体系是描述和评价某种事物的可量度参数的集合，应充分体现其科学性、综合性、层次性、简洁完备性等原则，根据人工复合生态系统的特点，采用系统工程中的Delphi专家咨询法和多目标决策法，在参考和吸收传统指标的同时，结合生态系统开放性的特点，从协调社会经济发展与环境保护的关系着手，充分发挥人对复杂系统的辨识能力，在各类分指标的权重中，重点考虑以下生态指标：人口密度、土地利用强度、绿地覆盖率、人均公共绿地、建筑密度、经济密度、能耗强度与密度、污染负荷密度以及交通量等。

（2）规划目标和年度

确定区域生态规划的总目标、近远期目标和年度，应同区域和城市总体规划近远期目标和相应的年度一致，以利同步、协调、可比、互为应用。

4）生态功能区划与土地利用布局

（1）生态功能区划

生态功能区划是进行区域生态规划的基础工作。根据区域或城市生态系统结构的特点及其功能，将其划分为不同类型的单元，研究其特点、结构、环境污染、环境负荷以及承载力等问题，为各生态区提供管理对策。区划的方法可采用数值聚类法等。

功能区划应综合考虑生态要素的现状、问题、发展趋势及生态适宜度，提出工业、农业、生活居住、对外交通、仓储、公建、园林绿化、游乐功能区的综合划分以及大型生态工程布局的方案，充分发挥生态要素功能，发挥对城市功能分区的反馈调节作用，以能动地调控生态要素功能朝良性方向发展。

具体操作时，可将土地利用评价图、工业和居住用地适宜度等图纸进行叠加、综合分析，进行生态功能分区。功能区划应遵循下列原则：

①必须有利于经济社会的发展。

②必须有利于居民生活。

③必须有利于生态环境建设，使区域内的环境容量得以充分利用。

④在满足上述条件的基础上，功能分区力求实现三个效益的统一。

（2）土地利用布局

土地利用的空间配置直接影响到生态环境质量的优劣，在城市生态系统内尤为重要，故无论是新建城市或改建城市的区域生态规划都必须因地制宜地进行土地利用布局的研究。除应考虑城市的性质、规模和城市产业构成外，还应综合考虑用地大小、地形地貌、山脉、河流、气候、水文及工程地质等自然要素的制约。

城市用地构成一般可分为工业用地、生活居住用地、市政设施用地、道路交通用地、绿化用地等，它们各自对环境质量有不同的要求，本身又给环境带来不同特征、不同程度的影响。因此，在区域生态规划中，应综合研究城市用地状况与环境条件的相互关系，按照城市的规模、性质、产业结构和城市总体规划及环境保护规划的要求，提出调整用地结构的建议和科学依据，促使土地利用布局趋于合理。

各类用地的选择：根据生态适宜度分析的结果，确定选择的标准，同时还应考虑国家有关政策、法规以及技术、经济的可行性。在恰当的标准指导下，结合生态适宜度、土地条件等评价结果，划定出各类用地的范围、位置和大小。

各类用地的开发次序：在充分考虑土地条件的前提下，按照生态适宜度的等级以及经济技术水平，确定用地开发次序的标准；根据拟定的标准，确定土地的开发次序。

5）环境保护规划

环境保护规划是区域生态规划中的重要组成部分，应从整体出发进行研究，实行主要污染物排放总量控制，并建立数学模型对环境要素的发展趋势、影响程度进行预测，分析不同发展时期环境污染对生态状况的影响，根据各功能区不同的环境目标，按功能区实行分区生态环境质量管理，逐步达到区域生态规划目标的要求。主要内容包括大气污染控制规划、水污染控制规划、声污染控制规划、固废污染控制规划等。在此基础上，根据主要污染物的最大允许排放量，计算各主要污染物的削减量，实行污染物排放总量控制，按系统分配削减量指标，对各功能区、各行业的综合防治方案进行综合、比较，应用最优化方法求出环境投资-效益的最佳分配，提出区域生态规划中总的污染综合防治方案。

制定环境保护规划主要应考虑两个前提：一是根据污染源和环境质量评价和预测结果，准确掌握当地环境质量现状、发展趋势以及未来社会经济发展阶段的主要环境问题；二是要针对主要环境问题，确定污染控制目标和生态建设目标。在此基础上，进行功能分区、研究污染总量控制方案，并通过一系列控制污染的工程性措施和非工程性措施对策，进行必要的可行性论证，形成环境保护规划。

（1）大气环境综合整治规划与制定方法

大气环境综合整治规划的主要内容包括，在污染源及环境质量现状评价与发展趋势分析的基础上进行功能区划，确定规划目标，选择规划方法与相应的参数、规划方案的制定及其评价与决策。主要规划内容可分为三个层次，即环境现状及变化趋势的研究，模型与相应参数研究和规划方案的筛选与决策研究。大气环境规划主要针对在城市中量大、面广、危害严重的污染物，如TSP、SO2、NOx、CO、PM10、PM2.5等，各城市应根据自身特点，进行筛选。制定大气环境综合整治规划的方法包括：科学地利用自然净化能力，积极开展绿化工作，加强污染源集中控制和治理措施等。

（2）水环境综合整治规划与制定方法

在水环境污染现状与发展趋势分析的基础上划分控制单元，确定规划目标，设计规划方案，并对规划方案进行优化分析与决策。制定规划的方法与一般步骤包括水污染现状分析，水污染控制单元的划分，水环境污染物控制路线分析，水环境污染源治理技术经济分析，水污染防治主要措施分析。

（3）固体废弃物综合整治规划与制定方法

固体废弃物综合整治规划要在现状调查基础上进行预测及评价，将预测结果与规划目标相对应、比较并参照评价结果按照各行业的具体情况确定各行业的分目标及具体污染源的削减量目标。确定不同的治理方案并进行环境经济效益的综合分析，根据经济承受能力确定最终规划方案。制定方法包括确定固废污染控制目标，制定重点行业、企业固废治理规划，制定有毒有害固废处理处置措施。

（4）声环境综合整治规划

在声环境质量和噪声污染现状与发展趋势分析的基础上，根据城市土地利用规划和声环境功能区划，提出声环境规划目标及实现目标所采取的综合整治措施。制定方法包括确定噪声污染整治对象，制定噪声污染整治措施等。

6）人口适宜容量规划

人口是区域及城市生态系统的主体，对水资源、土地资源、能源、城市空间和环境造成很大压力。在区域及城市生态系统中，人类既是自然的人，又是社会的人，既是生态系统的消费者，处在倒金字塔型营养级的顶端，其生命活动是生态系统中能流、物流、信息流的一部分，又是生态经济系统中的生产者，是生产力诸要素中最积极、最活跃的部分，参与生产经营、创造财富、商品交换、分配与消费。因此，人类的生产和生活活动对区域及城市生态系统的发展起着决定性的作用。在区域生态规划编制工作中，必须确定近远期的人口规模，提出人口密度调整意见，提高人口素质对策以及实施人口规划对策。研究内容包括人口分布、规模、自然增长率、机械增长率、男女性别比、人口密度、人口的组成、流动人口基本情况等。

7）产业结构与布局调整规划

经济再生产过程是区域及城市生态系统很重要的环节。产业结构是经济结构的主体，影响着区域与城市生态系统的结构和功能。为促进物质良性循环和能量流动，必须改进区域与城市的产业结构。

产业结构系指城市产业系统内部各部门（各行业）之间的比例关系。可以用产品产量或产值表示这种比例关系。产业结构的不同比例对环境质量有着很大影响。目前，发达国家城市产业结构的比例多为3∶2∶1结构，亦即第三产业的比例大于第二和第一产业。我国大多数城市的产业结构比例为2∶3∶1（第二产业比例高于第三和第一产业），经济发达地区城市的第三产业比重正处于逐步上升时期，但一些老的重工业城市第二产业比重，尤其是重化工业比重一直偏高，对环境的压力很大。如：某个城市重工业与轻工业之比约为2∶1，而重工业中原材料和初级产品的生产又占多数；轻工业中以农副产品为原料的占60%，这种工业结构能耗大、排污量大。

城市的产业结构还有生产工艺合理设计的问题，即在功能区（工业区）中要设计合理的“生态产业链”，推行清洁生产工艺，促进城市生态系统的良性循环。

调整、改善老城市产业布局，搞好新建城市产业的合理布局，是改善城市生态结构、防治污染的重要措施。国内某城市冬季盛行风向是西北风，而夏季盛行风向是东南风，该城市的工业区却布置在城市的西北部和东南部，工业污染常年向市区扩散，造成严重污染。日本北海道某城市，市中心的平坦地带布局了居民区和商业区，在城市四周近郊的丘陵地带布置了工业区，城市规划工作者的本意是阻止工业污染向城市四周扩散。但由于城市热岛效应形成的局部环流，导致四周丘陵地带的工业污染反而向市中心扩散。这些例子充分说明产业合理布局的重要性。

8）园林绿地系统规划

园林绿地系统是城市生态系统中具有自净能力的重要组成部分，对于改善生态环境质量、调节小气候、丰富与美化景观起着十分重要的作用。有关资料表明：1hm2阔叶林在生长季节每天可吸收1tCO2，放出0.73t氧气；1hm2树木平均每天可吸收SO2 1.52kg；1m2草坪1h可吸收CO21.5g。一个城市如果每人平均有10m2树木或25m2草坪，就能自动调节空气中的CO2和O2的比例平衡，使空气清新。有关研究还进一步指出，影响城市生态的地理、气象、污染和绿化四种因素的相对重要性比值为34∶66∶25∶25，其中污染指数和绿化指数的相对重要性相当，但方向和作用相反。因此，在区域生态规划工作中，必须摒弃过去单纯治理“三废”的观点，而应充分认识到城市绿化的重要性，将治污与绿化、美化、净化相结合，根据城市的地形地貌、河湖水系、气候、环境特征等，合理组织绿地，均衡分布，形成一个点线面结合、绿地水面自然相融的城市园林绿地系统，才能收到更好的效果。近年来人们对绿地系统的认识已从过去把园林绿化当做单纯供游览观赏和作为城市景观的装饰和点缀，向着改善人类生态环境、促进生态平衡的高度转化，向城乡一体化，走大环境绿化建设的方向转化；从过去单纯应用观赏植物，向着综合利用各类资源植物和发挥植物生态服务功能的方向转化。因此，（城市）生态规划应制定出城市各类绿地的用地指标，选定各项绿地的用地范围，合理安排整个城市园林绿地系统的结构和布局形式，研究维持城市生态平衡的绿量（绿地覆盖率、人均绿地、人均公共绿地等），合理设计群落结构、选配植物，并进行绿化效益的估算。目前，我国大多数城市的绿化水平都较低，与世界上发达国家的城市绿化水平相比，差距很大。因此，这方面的工作还很艰巨。

制定规划区域的绿地规划，首先须了解该区域的绿化现状，对绿地系统的结构、布局和绿化指标作出定性和定量评价。在此基础上可根据以下步骤进行绿地系统的规划。

（1）确定绿地系统规划原则。

（2）选择和合理布局各项绿地，确定其位置、性质、范围和面积。

（3）根据该地区生产、生活水平及发展规模，研究绿地建设的发展速度与水平，拟定绿地各项定量指标。

（4）对过去的绿地系统规划进行调整、充实、改造和提高，提出绿地分期建设及重要修建项目的实施计划，以及划出需要控制和保留的绿化用地。

（5）编制绿地系统规划的图纸及文件。

（6）提出重点绿地规划的示意图和规划方案，根据实际工作需要，还可提出重点绿地的设计任务书，内容包括绿地的性质、位置、周围环境、服务对象、估计游人量、布局形式、艺术风格、主要设施的项目与规模、建设年限等，作为绿地详细规划的依据。

9）资源利用与保护规划

在经济发展与城市建设过程中，普遍存在对自然资源的不合理使用和浪费现象，掠夺式开发导致了人类面对资源枯竭的危险。因此，区域生态规划应根据国土规划和区域规划的要求，依据区域与城市社会经济发展趋势和环境保护目标，制定对水、土地资源、生物多样性与矿产资源等的合理开发利用与保护的规划。

（1）水土资源保护规划

制定上游水源涵养林和水土流失防护林建设规划；禁止乱围垦，保护鱼类和其他水生生物的生存环境；积极研究和推广保护水源地、水生态系统和防止水污染的新技术；在生态承载力允许的前提下兴建一批跨流域调水工程和调蓄能力较大的水利工程，恢复水生生态平衡；健全水土资源保护和管理体制，制定相应的政策、法规和条例。

（2）生物多样性保护与自然保护区建设规划

积极开展以下几个方面的工作，制定生物多样性保护与自然保护区建设规划。

加强生物多样性保护的管理工作。建立和完善生物多样性保护的法律体系；制定生物多样性保护的战略和计划；制定生物多样性保护的规范和标准；积极推行和完善各项管理制度；强化监督管理，逐步使生物多样性的管理制度化、规范化和科学化，加强执法监督检查，加强监督管理和服务。

开展生物多样性保护的监测和信息系统建设。包括建立和完善生物多样性保护的监测网络；建立生物多样性保护的国家信息系统，积极开展生物多样性的国际与区域合作。

开展多种形式的生物多样性保护与利用方面的示范工程建设；通过教育和培训，建成一支训练有素、精通业务、善于管理的队伍；建立和健全生物多样性保护机构，明确职责，并在各机构之间建立有效的协作，这是生物多样性保护的强有力的组织保证；利用广播、影视、报刊等宣传媒介，进行普法和科普教育，开展全民活动等。

10）区域生态规划管理对策研究

目前，从环境管理的角度看，我国已有多项相关法规，如：“环境影响评价制度”、“三同时制度”、“超标排污收费制度”、“环境综合整治定量考核制度”、“目标责任制”、“排污许可制度”、“污染集中控制制度”、“限期治理制度”和“企业环保达标制度”，这些法规是环境管理的重要保证，同时也是实施区域生态规划管理的重要基础，但各地在区域生态规划建设与管理工作中，仅有这些国家的有关法规是不够的，还应根据当地的具体情况制定一些补充规定，并建立健全执法机构，如“区域生态规划与建设领导小组”或“区域生态规划委员会”，由主管部门负责，各有关部门参加，密切配合。区域生态规划方案经多方论证、比较后提交政府决策部门作为决策的科学依据，并运用政治、经济、立法、计划、管理等综合手段提出实施对策，确保区域生态规划方案能够实施，促进区域与城市的生态保护与生态建设。