農村生態資源的生態服務價值評估及時空特征分析

梁流濤 曲福田 馮淑怡

(1．河南大學環境與規劃學院，河南開封475004;2．南京農業大學中國土地問題研究中心，江蘇南京210095)

生態系統服務是指生態系統與生態過程所形成與維持人類賴以生存的自然環境條件與效用［1］，它不僅為人類提供食物、醫藥和其他生產生活原料，還創造與維持了地球的生命支持系統，形成人類生存所必需的環境條件，同時還為人類生活提供了體閑、娛樂與美學享受，已經成為人類所擁有的關鍵自然資本。正是基于這一點，近年來生態系統服務價值評估與核算已經逐步成為人們關注的焦點，是生態學和生態經濟學研究的一個分支學科［2］。

長期以來，經濟社會發展對農村關鍵生態資源的過度開發利用導致我國農村生態系統和生態系統服務與功能發生嚴重退化，生態系統呈現由結構性破壞向功能性紊亂方向發展的趨勢，對我國的生態安全造成嚴重威脅。開展農村關鍵生態資源生態服務價值研究是生態系統恢復、生態功能區劃和在農村地區建立生態補償機制、保障國家生態安全的基礎和前提，具有重要的理論和現實意義。因此，本文基于1989－2007年全國31省(市)關鍵生態資源數據，利用中國不同陸地生態系統單位面積生態服務價值表，以省(市)為核算單元，分析我國關鍵農村生態資源生態服務價值及其時空變化趨勢，為保障我國農村生態資源安全提供重要依據。

1 農村生態服務價值評估與驗證

1．1 研究方法

對生態服務功能的價值評估的方法很多，但可以將之歸為兩類［3－4］:一是替代市場技術，它以“影子價格”和消費者剩余為基礎核算生態服務功能的經濟價值，評價方法主要包括費用支出法、機會成本法、市場價值法、旅行費用法等;一是模擬市場技術，從支付意愿方面核算生態服務功能的經濟價值，主要有條件價值法。隨著對生態服務價值的關注程度增加和研究的深入，生態服務價值核算方法也進一步完善和成熟。Costanza等人綜合應用多種評估技術對每種生物群落單位面積提供的生態系統服務價值進行估算［5］。此方法問世后得到了很多學者的認同，并被廣泛應用到不同國家或地區的生態服務價值的核算中。20世紀90年代傳入我國后得到了廣泛應用，謝高地等建立了中國陸地生態系統單位面積服務價值表［6］，并應用于其他區域的生態服務價值評估中［7－10］。Constaza等提出的生態服務功能評估方法得到廣泛應用的主要原因是該評估體系綜合應用多種評估方法對生態服務價值進行核算，是對復合生態系統、多種功能價值進行核算的有效方法，并且結論的可信程度較高［11－12］。目前我國學者對生態服務價值核算最主要的是利用Constaza等提出的方法［13］，即主要是利用文獻調研以及相應的研究成果的系統總結，結合本地的實際，對生態服務價值進行核算。但現有的文獻主要是對小尺度區域進行研究，對于大尺度區域的生態服務研究還不多見，尤其是以省(市)為核算單位，探討生態服務的時空演變特征的研究更是少見。基于此，本文利用Constaza等的生態服務價值核算方法，結合我國不同區域社會經濟和自然條件，對我國關鍵農村生態資源的生態服務功能進行核算。

1．1．1 不同類型農村生態資源的生態服務價值系數

利用Costanza等的生態系統服務功能價值核算方法，首先需要計算出各類型資源的生態價值系數，即單位面積土地生態系統服務功能經濟價值量。具體到農村關鍵生態資源服務功能價值的核算，需要確定林地、草地、耕地等關鍵資源的生態價值系數。我國學者謝高地等在Costanza等提出的評價模型基礎上，結合國內200多位生態學家的問卷調查，總結出了林地、草地、耕地等資源的9項生態系統服務功能的“中國生態系統服務價值當量因子表”［14］。定義一公頃全國平均產量的耕地每年自然糧食產量的經濟價值為1，而其它生態系統生態服務價值當量因子是指生態系統產生該生態服務相對于農田食物生產服務的貢獻大小。

耕地食物生產生態服務價值單價是一公頃平均產量的農田每年自然糧食產量的經濟價值［9，15］，計算公式為:

式中，Ta為研究區研究期內的平均糧食基準單產(kg/hm2);Tb為研究區糧食單價(元/kg)。

在計算了研究區耕地食物生產服務價值單價后，采用公式計算林地、草地、農田等資源類型的生態價值系數VC，即單位面積年度生態系統服務功能經濟價值量。

其中VCij為第i種土地利用類型第j種生態服務的價值系數(元/hm2);fij代表第i種土地利用類型第j種生態服務的價值當量因子。

同時為了計算方便，將不同農村生態資源劃分為不同的土地利用類型，歸并為耕地、林地和草地。綜合運用以上公式和相關系數，得出不同土地利用類型單位面積生態價值，即不同類型生態服務的價值系數。根據相關專家的實際計算結果適當調整了相關文獻中的計算參數［16－17］，得到了我國農村土地利用類型單位面積的生態價值(見表1)。

1．1．2 區域生態服務價值系數修正

表1提供的只是一個全國平均狀態的生態資源生態服務價值的系數。由于我國區域廣闊，各地社會經濟和自然條件差異較大，所以在進行具體地區的評價時需要對表中生態服務價值系數進行一定的修正。

表1 不同土地利用類型的生態價值Tab．1 Ecosystem service value of each land use type元/hm2

相關研究表明，生態系統的生態服務功能大小與該生態系統的生物量有密切關系。一般來說，生物量越大，生態服務功能越強。為此，假定生態服務功能強度與生物量成線性關系，可按下述公式進一步修正生態服務價值系數［18］:

其中，Vi為修正后的單位面積農村生態資源生態服務價值;i代表不同的服務功能;vi為單位面積生態系統服務價值基準單價;Bi為被評價地區某類生態系統的生物量;B為全國一級生態系統類型的單位面積生物量，二者之比為生態系統的生物量因子。具體見表2。

另外還需要特別說明的是，由于較長時間序列下社會經濟發展、自然條件、生態資源稀缺性以及人口等方面的變化，也會導致生態系統服務功能的價格系數變化。但由于農村生態資源作為非市場物品難以通過市場交換來直接確定其價值系數，因此國內外許多研究中對不同發展時期的生態系統價值系數多以恒定值處理，故本文亦采用固定的生態系統服務單價。

表2 全國各省市耕地生態系統生物量因子［18］Tab．2 The biomass factors of different provinces in China

1．1．3 農村生態資源的生態服務價值核算

利用單位面積提供的生態系統服務價值系數進行估算，其具體公式:

式中，ESV為研究區農村生態資源服務功能總價值，Vi為某種土地類型單位面積的生態系統服務價值系數，Ai為研究區域內某種土地類型的土地面積。也就是單位面積的生態系統服務價值系數乘以土地總面積，然后加總就可求得生態系統服務價值總和。

1．2 數據來源

為了滿足統一口徑，本文計算所需的土地數據主要來自原國家土地管理局或國土資源部編寫的《全國土地管理統計資料》(1989－1995)、《中國土地年鑒》(1994－1997)、《國土資源綜合統計年報》(1999－2007)，其它數據均來自對應年份的《中國統計年鑒》(1990－2008)或者《新中國60年統計資料》。另外，還需要特別說明兩點，一是1997和1998年土地方面數據缺失，無法對這兩年的農村生態資源的生態服務價值進行核算，但這并不影響生態服務價值變化的總體趨勢;二是由于行政區劃調整，重慶作為直轄市成立于1997年，為了保持數據的統一性和可比性，將重慶與四川合并。

1．3 農村生態資源服務功能價值評估和驗證

利用Costanza的生態系統服務功能價值核算方法，以省市為核算單位，評估1989－2007年間各省市農村生態資源的服務功能價值，并對各省(市)生態服務價值進行加總得到全國層面的數據(見表3)。

表3 1989－2007年間全國農村生態服務價值Tab．3 Rural ecological service value in China during 1989－2007 億元

其中:ESV為總生態服務價值;VC為生態價值系數;i和j分別代表初始總價值和生態價值系數調整以后的總價值;K為各農村生態資源類型。

計算結果表明，ESV對VC的敏感性指數均小于1，耕地、林地和草地資源敏感程度的平均值分別為0．201、0．602和 0．197，由高到低依次為林地、耕地、草地，這說明，全國各省市ESV對VC缺乏彈性，研究結果可信。敏感度分析也從另一個角度反映了各個用地類型對生態系統服務總價值的影響程度，敏感度越高其生態服務價值所占的比重也越高。

另外，為驗證生態價值類型對于各農村生態資源類型的代表性和價值系數的準確性，應用敏感性指數(CS)以確定ESV隨時間變化對某種類型的生態服務價值(VC)變化的依賴程度，即VC變動1%引起總生態服務價值(ESV)的變化情況。如果CS＞1，表明ESV對VC是富有彈性的;如果CS＜1，則說明是缺乏彈性的。比值越大，表明VC的準確性越關鍵。本文采用將各生態資源類型的價值系數分別調整50%，來說明ESV對VC的敏感程度。計算公式為:

2 農村生態服務價值的時序變化分析

農村生態資源的生態服務價值總體上呈現先增長后下降的倒“U”型變化趨勢。第一階段為1989－1995年，此階段生態資源生態服務價值呈現增長的趨勢，1989年農村生態資源生態服務價值為13 643．66億元，到1995年增長到14 019．26億元，年均增長62．60億元。第二階段為1996－2007年，農村生態資源生態服務價值呈現下降的趨勢，到2007年下降到13 746．63億元，年均減少22．72億元。此階段農村生態資源服務價值減少明顯，農村生態資源退化較為嚴重。

從農村生態服務價值的內部組成來看，林地和草地提供的生態服務價值較高，2007年其比重分別為54．4%和38．3%，而耕地所提供的生態服務價值比較低，所占的比重僅為7．4%。從變化趨勢來看，耕地資源的生態價值所占比重呈現緩慢下降的趨勢，維持在7．5%左右;林地資源的生態價值所占比重呈現增加的趨勢，1989年所占的比重為48．82%，到2007年增加到54．81%，年均增加0．35個百分點;而草地資源的生態價值所占比重呈現減少的趨勢，1989年所占比重為 43．76%，到 2007年減少到38．54%，年均減少0．31 個百分點。

耕地資源的生態服務價值呈現先增加后減少的趨勢(見圖1)。1989－1995年間耕地生態價值呈現增加的趨勢，從1989年的1 012．25億元增加到1995年的1 088．41億元，年均增加12．69億元;1996－2007年呈現下降的趨勢，從1996年的1 079．49億元，到2007年減少到1 010．56億元，年均減少6．27億元。造成這種狀況的主要原因是1996年以后隨著社會經濟的迅速發展，耕地面積大量流失，耕地減少去向主要是農地非農化、生態退耕和農業結構調整。另外我國實行耕地占補平衡政策，但耕地占用前后質量相差太遠，這些共同導致1996年后耕地所提供的生態服務功能下降。

圖1 1989－2007年間耕地資源生態服務價值變化Fig．1 Ecological service value of cultivated land during 1989－2007

林地資源的生態服務價值總體呈現增加的趨勢(見圖2)。1989年林地所提供的生態服務價值為6 661．29億元，到2007年增長到7 477．62億元，年均增長45．35億元。近年林地資源生態服務價值增長的主要原因是退耕還林政策執行的力度不斷加大，林地面積不斷增長，有力地保障了林地生態系統的穩定。

圖2 1989－2007年間林地地資源生態服務價值變化Fig．2 Ecological service value of forest land during 1989－2007

草地資源的生態服務價值呈現下降的趨勢(見圖3)。1989－1995年，草地資源的生態服務價值在波動中下降，從1989年的5 970．13億元下降到1995年的5 563．82億元，年均下降67．72億元。1996－2007年，草地資源的生態服務價值減少較為緩慢，1996年草地資源的生態價值為5 342．79億元，到2007年下降到5 258．45億元，年均減少7．67億元。

圖3 1989－2007年間草地地資源生態服務價值變化Fig．3 Ecological service value of grass land during 1989－2007

為了分析各類農村生態資源變化對農村生態服務價值變化的影響大小(貢獻率)，采用各類生態資源變化產生的生態系統服務價值的變化量占所有各類生態資源類型產生的價值變化量總絕對值的比例進行分析。其計算公式為:

其中SiT為第i類生態資源類型在T時間段內的變化所產生的生態服務價值的變化量占所有各類土地變化所產生的價值變化量絕對值的比例;為此類生態資源在T時段內的變化所產生的生態服務價值變化量的絕對值。從各種農村生態資源類型對總ESV的貢獻來看，各類農村生態資源之間存在明顯的差異。1989－1995年間耕地增加的 ESV為67．24億元，僅占價值變化總絕對值的4．60%，林地增加的ESV為768．27億元，占價值變化總絕對值的52．52%，草地減少的ESV為627．34億元，占價值變化總絕對值的42．88%。增加的耕地和林地生態服務價值超過了草地生態價值的損失，此時期生態服務價值呈現增加趨勢。1996－2007年間耕地減少的ESV為68．93億元，占價值變化總絕對值的34．24%，林地增加的ESV為48．06億元，占價值變化總絕對值的23．87%，草地減少的ESV為84．34億元，占價值變化總絕對值的41．89%。可見，損失的耕地和草地的ESV在絕對數量上超過了林地增加的生態服務價值，此階段呈現減少的態勢。也就是說，1996年以后的農村生態資源退化主要是由耕地和草地退化引起的。

3 農村生態服務價值空間分異特征分析

為了更準確地反映農村生態服務價值的空間分異特征，消除數據偶然波動造成的誤差，本文用近年(2004－2007年)各省市平均值來反映農村生態服務價值狀況(見表4)。由于各省市資源稟賦差異較大，農村生態資源的生態服務價值在空間分布上也呈現較大的差異。內蒙古、西藏、新疆、四川等省市的農村生態資源的生態服務價值最大，都在1 000億元以上;云南、青海、黑龍江等省市的生態服務價值也較高，其值在500－1 000億元之間;浙江、河北、遼寧、福建、湖北、貴州、江西、吉林、廣東、陜西、廣西、湖南等省市的關鍵生態資源的生態服務價值在200－500億元之間;山東、河南、安徽、陜西等省市的生態服務價值在100－200億元之間;北京、江蘇、海南、寧夏等省市農村生態資源生態服務價值較小，在20－80億元之間;上海、天津等省市的生態服務價值最小，在10億元以下。可見，農村資源生態服務價值較大的省份主要分布在西部地區，1989－2007年間占全國的比重為65．5%。

從各省市農村資源生態服務價值的內部構成來看，河南、山東、天津、江蘇、上海等省市耕地資源生態價值所占的比重較大，其比例都在40%以上;北京、河北、四川、安徽、山西、貴州、遼寧、吉林、黑龍江、湖北、海南、廣西、云南、湖南、浙江、江西、廣東、福建等省市則以林地生態價值為主，其比例都在50%以上;以草地生態價值為主的省份有甘肅、內蒙古、寧夏、西藏、新疆、青海等省市，其份額都在50%以上。

從各省市1989－2007年農村生態資源生態服務功能的變化趨勢來看，北京、天津、遼寧、吉林、黑龍江、江蘇、浙江、福建、江西、山東、河南、甘肅、湖北、湖南、四川、貴州、云南等省市呈現持續減少的趨勢;河北、廣東、廣西、西藏等省市呈現先增加后減少的趨勢;山西、內蒙古、安徽、陜西、青海和新疆等省市的生態價值呈現增加的趨勢;上海、寧夏等省市呈現先減少后增加的趨勢。可見，大部分省市生態資源的生態價值呈現下降的趨勢，特別是1996年以后，呈現下降趨勢的省市更是多達21個，包括北京、天津、遼寧、吉林、黑龍江、江蘇、浙江、福建、江西、山東、河南、甘肅、湖北、湖南、四川、貴州、云南、河北、廣東、廣西、西藏等省市。并且農村生態資源退化區所占的生態服務價值也很大，是農村生態資源生態服務功能的主要區域，其價值變化對生態環境影響較大。綜上，在我國農村生態資源的退化普遍存在，生態資源退化地區的分布比較廣，主要是西部地區，東部和中部地區生態退化情況也不容忽視。農村資源退化不僅分布在生態脆弱的西部地區，并且已經開始在部分中部和東部地區蔓延。

表4 2004－2007年間各省市農村資源生態服務價值平均值Tab．4 Average ecological service value of each province during 2004－2007

從各省(市)減少因素來看，農村生態資源價值減少主要是由耕地退化引起的地區包括北京、天津、河北、遼寧、河南、廣東、江蘇、浙江、山東等省市，因此可以歸類為耕地退化型;由林地生態價值減少引起的地區是福建、江西、湖南、廣西、云南，可以歸結為林地退化型;由草地生態價值減少造成的地區包括貴州、西藏、甘肅等省市，可以歸結為草地退化型。另外一些地區生態價值的減少是由兩種因素引起的，比如，四川省就是由于耕地和草地退化所引起的。

4 主要結論和政策啟示

本文利用Costanza的生態系統服務功能價值核算方法，對全國1989－2007年間各省市農村生態資源生態服務價值進行核算，并探討農村生態價值演變的時空特征。主要結論如下:

(1)1989－2007年間我國農村生態資源的生態服務價值呈現先增加后下降的趨勢，1996年以后農村生態資源的生態服務功能呈現下降的趨勢，農村生態資源退化較為嚴重。農村生態價值中林地和草地所提供的生態價值所占的比重較高，其比重都在40%左右。1996年以來造成生態服務價值下降的主要原因是耕地和草地生態服務價值的下降。因此，需要加強對農村生態資源的監管，防止生態資源的進一步退化。

(2)農村資源生態服務價值分布不均衡，主要分布在西部地區，占全國的比重高達60%以上。從各省市農村資源生態服務價值的內部構成來看，河南、山東、天津、江蘇、上海等省市以耕地資源生態價值為主，其比例都在40%以上;北京、河北、四川、安徽、山西、貴州、遼寧、吉林、黑龍江、湖北、海南、廣西、云南、湖南、浙江、江西、廣東、福建等省市以林地生態價值為主;以草地生態價值為主的省份有甘肅、內蒙古、寧夏、西藏、新疆、青海等省市。

(3)在我國農村生態資源的退化普遍存在，農村資源退化不僅分布在生態脆弱的西部地區，并且已經開始在部分中部和東部地區蔓延，遼寧、甘肅、黑龍江、云南、西藏、山東、湖北、湖南、廣東、貴州、福建、廣西、河北、四川、吉林是生態資源退化的主要區域。其中江蘇、浙江、山東、北京、天津、河北、遼寧、河南、廣東、江蘇、浙江、山東等省市主要表現為耕地退化型;福建、江西、湖南、廣西、云南等省市主要表現為林地退化型;貴州、西藏、甘肅等省市主要表現為草地退化型。這些研究結論也為農村生態環境管理政策的制定提供了理論依據。在實踐中要因地制宜地根據資源退化類型采取差別化的管理措施。同時也可根據農村生態價值變化的特點和空間分異規律，劃分不同的生態功能區，并根據當地實際情況建立生態補償制度。

(編輯:于 杰)

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