关键词：生态系统；服务功能价值；估算方法
中图分类号：F124.5文献标志码：A文章编号：1673-291X（2011）06-0168-03
一、生态系统服务功能内涵及意义
生态系统服务（Ecosystem Services）是指生态系统与生态过程所形成及所维持的人类赖以生存的自然环境条件与效用[1] ，它不仅给人类提供生存必需的食物、医药及工农业生产的原料，而且维持了人类赖以生存和发展的生命支持系统（Daily，1997；欧阳志云等，1999）。由此得出生态系统不仅可以为我们的生存直接提供各种原料或产品（食品、水、氧气、木材、纤维等），而且在大尺度上具有调节气候、净化污染、涵养水源、保持水土、防风固沙、减轻灾害、保护生物多样性等功能，进而为人类的生存与发展提供良好的生态环境。近年来，随着世界范围内人口、资源与环境之间的矛盾越来越突出，有关生态系统服务功能效益评估引起了世界各国的普遍关注，生态系统服务及其价值评估已经成为当今生态学、生态经济学研究的前沿课题之一。
随着生态经济学、环境和自然资源经济学的发展，国内外学者开始致力于此问题的研究，对各类生态系统进行定性及定量的研究，为及时、准确和动态的掌握生态系统功能的价值提供了依据，对国民经济发展、生态环境的建设与保护和政府的宏观决策有重要的现实意义。具体表现在以下几个方面：（1）有助于提高人们的环境意识；（2）促使商品观念的转变；（3）促进环境纳入国民经济核算体系；（4）促进环保措施的科学评价；（5）为生态功能区划和生态建设规划奠定基础（引自中国科学院可持续发展战略研究组）。
二、生态系统服务功能的价值
（一）生态系统服务功能价值构成
生态系统服务功能的价值源于它的功能，生态系统服务功能是多样的，决定了生态系统服务价值也是多样的。联合国环境规划署（UNEP）[2]于1993年组织一些专家编写了《生物多样性国情研究指南》，将生物多样性价值划分为五种类型，即：具显著实物形式的直接价年进行的“中国生物多样性国情研究”项目，王健民提出生物多样性总经济价值包括直接使用价值、间接价值、潜在使用价值和存在价值四个方面。欧阳志云等学者又将其分为：直接利用价值、 间接利用价值、选择价值、存在价值[3]。虽然不同的学者对于生态系统服务功能价值给出了不同的分类，但总体上都是围绕着利用价值和非利用价值进行研究的。
（二）生态系统服务功能价值估算方法
美国康斯坦扎等人在测算全球生态系统服务价值时，首先将全球生态系统服务分为十七类子生态系统，之后采用或构造了物质量评价法、能值分析法、市场价值法、机会成本法、影子价格法、影子工程法、费用分析法、防护费用法、恢复费用法、人力资本法、资产价值法、旅行费用法、条件价值法等一系列方法分别对每一类子生态系统进行测算，最后进行加总求和，计算出了全球生态系统每年能够产生的服务价值[4]。随后依据生态系统服务与自然资本的市场发育程度，将以上的生态系统服务与自然资本的经济价值的评估研究方法归结为四类：（1）实际市场评估技术，对具有实际市场的生态系统产品和服务，以生态系统产品和服务的市场价格作为生态系统服务的经济价值。评估方法主要包括市场价值法、费用支出法。（2）替代（隐含）市场评估技术，生态系统的某些服务虽然没有直接的市场交易和市场价格，但具有这些服务的替代品的市场和价格，通过估算替代品的花费而代替某些生态服务的经济价值，即以使用技术手段获得与某种生态系统服务相同的结果所需的生产费用为依据间接估算生态系统服务的价值。这种方法以“影子价格”和消费者剩余来估算生态系统服务的经济价值。评估方法较多，包括替代成本法，生产成本法― 机会成本法、恢复和防护费用法、影子工程法，旅行费用法（TCM），资产价值法或享乐价值法（HPM ），以及疾病成本法和人力资本法、预防性支出法、有效成本法等。（3）假想（模拟） 市场评估技术，对没有市场交易和实际市场价格的生态系统产品和服务（纯公共物品），只有人为地构造假想市场来衡量生态系统服务和环境资源的价值，其代表性的方法是条件价值法（CVM）。（4）空间―能值分析技术，包括生态足迹法和能值分析法，目前由于其不够完善应用较少[5]。
1.实际市场评估技术
费用支出法是从消费者的角度来评价生态服务功能的价值。它以人们对某种生态服务功能的支出费用来表示其经济价值[6]。例如，对于森林景观的游憩价值，可以用游憩者支出的费用总和（包括往返交通费、餐饮费用、住宿费、门票费、入场券、设施使用费、摄影费用、购买纪念品和土特产的费用、购买或租借设备费以及停车费和电话费等所有支出的费用） 作为森林憩的经济价值。它仅能评价森林游憩的使用价值，不能评价非使用价值，如该方法不能说明游憩者较少的（热带雨林）森林的游憩价值。
市场价值法：市场价值法与费用支出法类似，适合于没有费用支出的但有市场价格的生态系统服务的价值评估 [7]。理论上，市场价值法是一种合理方法，也是目前应用最广泛的生态系统服务功能价值的评价方法。如计算产品提供功能价值多采用市场价值法来计算，以农产品为例可有：
Va = ΣQa，iPs，i （1）
式中：Va为农产品的价值（元）：Qa，i为当年第i 类农产品数量；Ps，i为第i 类农产品价格。根据实际情况可以进行调整。如果涉及到整个生态系统由于其功能种类繁多，而且往往很难定量，实际评价时仍有许多困难。
2.替代市场价值法
替代成本法：在生态系统遭受破坏之后人工建造一个系统来替代原来的生态系统服务功能，用建造新工程的费用来估计生态系统破坏所造成的经济损失的一种方法。如水循环功能价值可用替代成本法计算，以农业水循环为例可列为
Vw=a×（Q1－Q2）×Pw （2）
式中:Q1为农业用水总量，Q2为农业排水总量，Pw为水价，a为调整系数。
影子价格法：在完善的市场条件下，市场价格取决于市场供求状况，当供求均衡时，价格趋于稳定，此时需求者为多购买单位货物所支付的价格―边际产品价格，恰好等于供给者多生产单位货物的生产成本―边际生产成本。该均衡状态下的市场价格，即为线性规划所求的影子价格。资源优化配置的线性规划中存在对偶规划，一旦实现了资源的最优化配置，各种资源的最优价格就是影子价格。当社会处于某种状态时，影子价格能更好的反映各种资源的价值、市场的供求状况以及资源的稀缺程度，使资源配置向优化方向发展。如果排除市场价格不合理因素后计算的结果已不同于线性规划所描述的的影子价格。影子价格的基本计算方法大致有两类：总体均衡分析法和局部均衡分析法，前者虽然理论上比较严密，但是应用比较困难，后者则需要根据分析对象的特点和所处的供需环境来具体确定影子价格。机会成本属于后者，目前此种方法主要应用于生态环境供水效益的计算 [8]。
影子工程法：又叫替代工程法，是恢复费用法的一种特殊形式，当生态系统某些功能难以直接进行估算时，可借助于能够提供类似功能的替代工程即所谓的影子工程的价值来替代该生态系统服务的价值。如森林涵养水源的功能，很难直接进行价值量化，但可以寻找一个影子工程。如修建贮存与森林涵养水原量同样水量的水库，则该水库的价值就可以替代该森林涵养水源的价值。姜文来等分别用影子工程法对森林涵养水源的价值进行了评估[9～[10]。
旅行费用法（TCM），TCM的设想最早是由美国经济学家霍特林于1947年提出的。他认为，可以应用经济学的需求理论，按照游客到达国家公园的旅行距离和对国家公园访问率之间的经验关系，估计出人们对国家公园的需求，进而计算国家公园对游客产生的总效益，其应该等于游客的旅行费用支出加上消费者剩余。简单的计算方法为Vt=P×Sp（P 为旅游人数，Sp为旅游者平均费用）。TCM模型分为分区旅行费用模型（ZTCM）与个人旅行费用模型（ITCM）。它的最大贡献是对消费者剩余的创造性应用[11]，其主要原因有：人们常用市场价值表示商品的经济价值，但像森林游憩这样的“公共产品不仅没有市场交换，而且没有市场价格；消费者剩余是根据商品市场价格资料计算除了的，但森林游憩没有市场交换和市场价格，因而其消费者剩余没办法计算出来；它的有点在于提出了游憩商品可以用消费者剩余作为其价值的评价指标，并计算出其数值。同时，它又有它的局限性，只能评价森林游憩的使用价值，不能评价其非使用价值。
疾病成本法和人力资本法：生态系统服务的变化有时会影响人类的健康。它主要表现在：因污染致病、致残或早逝而减少本人和社会的收入；医疗费用的增加；精神或心理上的代价等。疾病成本法用来计算污染对人体健康的影响，以损害函数为基础，把人们接触到的污染水平与健康状况联系起来。人疾病成本法和人力资本法包括以下步骤：（1）确定污染物的种类和数量；（2）确定污染作用下发病率的增加量；（3）使用治疗成本、工资损失和生命损失去估计患病和过早死亡的成本[6]。
防护和恢复费用法：用于评估水土流失、重金属污染、土地退化等环境破坏或噪声、危险品和其他污染造成的损失。其基本思想是：用恢复被破坏的环境（或重置相似环境）或避免某种污染的费用来表示该环境污染造成损失的价值的费用来表示该环境的价值。例如，某地湿地生态系统遭到破坏后，要恢复到原来状态所需的费用，或确保使其不被遭到破坏所需的费用。
资产价值法：把环境质量看做是影响资产价值的一个因素，当影响资产价值的其他因素不变时，以环境质量恶化引起资产价值的变化额来估计环境污染所造成的经济损失的一种方法，称为资产价值法。例如，用房屋资产价值变化来估计大气质量变化造成的经济损失或收益：房屋的价格受房屋特性（如大小、新旧、结构类型等）、四邻条件（交通便利程度、周围学校、商店等情况）和环境质量的影响，通过调查并使用多变量分析建立它们之间的相互关系，从而计算出大气质量变化引起的房屋价值的变化，说明大气质量变化造成的经济损失或收益。目前应用此类方法较少。
3.假想市场法
条件价值法（CVM），也称调查法和假设评价法，通过假想市场询问人们对环境质量改善的支付意愿（WTP）或受到损害后的受偿意愿（WTA）来评估环境物品或服务的价值。它的核心是直接调查咨询人们对生态服务功能的支付意愿，并以支付意愿和净支付意愿来表达生态服务功能的经济价值[12]。在实际研究中，从消费者的角度出发，在一系列假设问题下，通过调查、问卷、投标等方式来获得消费者的支付意愿和净支付意愿，综合所有消费者的支付意愿和净支付意愿来估计生态系统服务功能的经济价值。根据条件价值法计算公式：
E（WTP/WTA）-Pibi[13]（3）
式中：E（WTP）为被调查者平均支付意愿，E（WTA）为被调查者平均补偿意愿，Pi被调查者选择某数额的概率，bi为投标数额进行计算；再结合当地实际根据被调查者表达出的WTP 或WTA 建立适当的数学模型，进而确定价值影响人群最大WTP或最小WTA，实现评估非市场物品价值目的。
条件价值法与其他方法相比它特别适宜于对那些非使用价值占有较大比重的生态系统服务价值的评估。因此，他为政府决策提供了有效的科学依据。但它也有一定的缺点，主要是假想性和存在偏差，这需要在问卷设计和调查过程中采取具体的办法以减小或克服它的缺点。
三、小结
虽然从20世纪90年代开始研究生态系统服务功能价值的文献数量上升速度很快，而且从不同生态系统的类型、大小、组成结构、尺度规模、发展进程等多方面进行了研究，但是由于生态系统服务价值评估涉及到资源经济学、环境经济学、生态经济学、生态学和经济学等多学科领域，很多类型的生态系统人们并没有搞清楚它具体有那些方面的功能和服务，或是以哪些功能为主，同时生态系统服务功能还存在着时空变化，无法对生态系统服务功能做出精确的计算。而且，一些定量化数据是直接套用其他国家的估算方法和依据其他国家的标准而获取的，各国之间不论是在经济发展水平还是在自然资源状况上都存在着极为显著的差异，所以中国目前在生态系统服务功能计算领域还存在着很多缺陷，所以在今后的研究中必须对中国的社会经济特征和特定的区域环境进行周密考虑，结合中国的实际情况进行转换，以提高评价结果的精确度。
参考文献：
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学术年会论文摘要集，2007.
On the Value of Ecosystem Services of Estimation Methods
BAI Yu－fen1，2，SHI Hui-chun1
（1.Geography and Environmental Science，Northwest Normal University，Lanzhou 730070，China；
2.Minhe High School，Minhe 810800， China）
1生态系统服务价值划分
城市湿地生态系统地理位置特殊，自身结构复杂，既具有一般生态系统服务功能的共性，又具有受人类活动影响较大以及为人类提供特殊服务功能的个性。遵循整体性、代表性、可定量和可操作等原则，结合城市湖泊的特殊性和实际调查情况，确定西湖的主要生态系统价值包括物质生产、涵养水源、水质净化、休闲旅游、文化科研教育等5类直接使用价值；蒸腾吸热、栖息地等2类间接使用价值；存在价值、选择价值、遗产价值等3类非使用价值（表1）。
2生态系统服务价值评估方法
根据研究区域实际情况，结合技术上可行性和数据可获得性，采用市场价格法、影子工程法、污染防治成本法、旅行费用法、成果参照法、影子价格法、等效益替代法、条件价值法等对研究区域各项生态系统服务价值进行评估（表1）。
结果与分析
1西湖的直接使用价值评估
（1）物质生产价值根据《西湖风景名胜区生物多样性生态功能研究及示范区建设》报告，西湖每年进行一次巨网捕鱼，年产量约为25万kg，主要以鲢鱼、草鱼等为主，根据市场价格约为10元/kg。杭州西湖的物质生产价值为250万元/a，单位面积物质生产价值为0.4万元/（hm2.a）。
（2）涵养水源价值平均水位时西湖的水容量为1429万m3，根据表1中的公式估算得到杭州西湖的涵养水源价值为8165.3万元/a，单位面积涵养水源价值为12.8万元（/hm2.a）。
（3）水质净化价值单位面积湿地平均氮去除量为3.98t/hm2，平均磷去除量为1.86t/hm2，根据生活污染单位质量污染物的处理成本，总氮1.5元/kg和总磷2.5元/kg，计算得到单位面积湖泊的水质净化价值为1.1万元/（hm2.a），则西湖的水质净化价值为678.6万元/a。
（4）休闲旅游价值表1的公式中旅行费用支出主要包括旅游从出发地至景点的直接往返交通费用、旅途中食宿费用、景点门票及各种服务费用，旅游时间价值由游客在景点停留的总时间乘以单位时间机会工资成本得到，消费者剩余一般约为其他各项费用支出的10%。机会成本一般为工资成本的1/3，从杭州保障网上查阅的数据得到杭州每人每小时平均工资为17.9元。旅行费用支出和游客在景点停留的时间由调查问卷(2012年5月进行，共发放246份调查问卷)得到相关数据分别为964.8元/人和7.7h。杭州西湖年接待游客数量为6580万人(2010年数据)。计算得到杭州西湖的休闲旅游价值为7315760.2万元/a，单位面积休闲旅游价值为11448.8万元/（hm2.a）。
（5）文化科研教育价值参照陈仲新和张新时[5]及Costanza等的研究成果，中国和全球湿地生态系统单位面积的文化科研教育价值分别为每年382元/hm2和881美元/hm2（折合人民币为5483元，按照2012年11月27日15：40的汇率，1美元兑换为6.2232元），取平均值单位面积湖泊的文化科研教育价值为0.3万元/（hm2.a），则西湖的文化科研教育价值为187.4万元/a。
2西湖的间接使用价值评估
（1）蒸腾吸热价值湖泊7～9月份3个月的水体蒸发量分别为159.1mm、169.5mm、152.4mm，杭州西湖7～9月份3个月的平均气温分别为30℃、31℃、23℃，杭州市居民用电价格采用0.538元/kWh，估算得到单位面积湖泊蒸腾吸热价值为21.7万元/（hm2.a），则西湖的蒸腾吸热价值为13864.2万元/a。
（2）栖息地价值中国和全球单位面积湿地栖息地的价值分别为每年2212.2元/hm2[20]和304美元/hm2[1]（折合人民币为1891.8元，按照2012年11月27日15：40的汇率，1美元兑换为6.2232元），取平均值单位面积湖泊的文化科研教育价值为0.2万元/（hm2.a），则西湖的文化科研教育价值为131.1万元/a。
3西湖的非使用价值评估
对调查问卷数据进行统计分析表明，受访者对杭州西湖非使用价值的支付意愿占调查样本总体的66.7%，支付意愿值的算术平均值为235.9元/a。采用累计频度中位数代替算术平均值计算支付意愿值，支付意愿值主要分布在50元/(户.a)、100元/(户.a)、500元/(户.a)，分别占总有效调查问卷的15.2%、29.3%和12.2%，其余均未超过10%。与中位累计频度50%最接近的是29.9%和59.1%，其对应的支付意愿值为80元/(户.a)和100元/(户.a)，通过线性插值法计算得到中位值50%对应的支付意愿值为93.8元/(户.a)。杭州市人口家庭为297.1万户，求得杭州西湖非使用价值总支付意愿值为18587.9万元，单位面积非使用价值为29.1万元/(hm2.a)。
愿意支付的受访者对存在价值、选择价值和遗产价值的支付比例分别为42.7%、38.2%和19.1%（表2），将非使用价值总支付意愿值按比例进行分解，得到杭州西湖的存在价值、选择价值和遗产价值分别为7937.0万元/a、7100.6万元/a和3550.3万元/a，则单位面积西湖的存在价值、选择价值和遗产价值分别为12.4万元/（hm2.a）、11.1万元/（hm2.a）和5.6万元/（hm2.a） 3.4西湖的生态系统服务价值构成分析如表3所示，杭州西湖的直接使用价值合计为7325041.5万元/a，其中物质生产价值、涵养水源价值、水质净化价值、休闲旅游价值和文化科研教育价值分别为250.0万元/a、8165.3万元/a、678.6万元/a、7315760.2万元/a和187.4万元/a，分别占总直接使用价值的0.003%、0.111%、0.009%、99.873%和0.003%。可以看出杭州西湖的休闲旅游价值远高于其他各种直接使用价值，然后依次为涵养水源价值、水质净化价值、物质生产价值和文化科研价值。因为西湖是国内外著名的旅游景点，年接待游客高达6580万人，且大部分游客来自世界和全国各地，旅行费用支出高达964.8元/人。杭州西湖的间接使用价值为13995.3万元/a，其中蒸腾吸热价值和栖息地价值分别为13864.2万元/a和131.1万元/a，分别占总间接使用价值的99.063%和0.937%。不同类型城市湖泊的年单位面积蒸腾吸热价值相差不大，为19～21万元/hm，西湖单位面积的蒸腾吸热价值为21.7万元/（hm2.a），与该结论基本一致。从表1中的公式可以看出，城市湖泊的蒸腾吸热价值主要与湖泊水面面积有关，因此应加强对城市湖泊现有水面的保护。杭州西湖的非使用价值总计为18587.9万元/a，其中存在价值、选择价值和遗产价值分别为7937.0万元/a、7100.6万元/a和3550.3万元/a，分别占总非使用价值的42.700%、38.200%和19.100%。可以看出，相对于湖泊保留给子孙后代使用其生态系统服务而言，人们更愿意为湖泊的各项功能长期持续存在及其可能选择使用而支付费用。
杭州西湖的生态系统服务总价值为7357624.7万元/a，相当于所在城市杭州市国民生产总值（7011.8亿元，2011年数据）的10.5%，同时与杭州市旅游业收入基本相当（1191亿元，2011年数据）。该结果远高于王国新的研究结果（1778676.5万元/a），可能是因为文献中文化旅游价值（266623.5万元/a）远低于本研究的结果。各单项生态系统服务价值中，休闲旅游价值最高，占总价值的99.873%，说明杭州西湖的主要生态系统服务是休闲旅游，作为一个城市湖泊，其物质生产、涵养水源、水质净化、蒸腾吸热和栖息地价值在总生态系统服务价值中的比例较小。在适度、合理、有序开发旅游资源时，应正确处理和协调好其与自然资源保护的关系。首先，没有良好的旅游环境，旅游景区的发展是不可持续的，特别是随着居民生活水平的提高，人们对休闲场所的环境质量要求不断提高；其次，环境的改善，有利于城市湖泊生态系统服务各项价值的强化。例如，城市湖泊水质的改善，既能提高水质净化价值，又能提高休闲旅游价值。因此，实现杭州西湖的生态系统服务价值最大化和可持续性应该着眼于自然资源的保护和各项生态系统服务价值协同强化。
结论
(1)参照国内外各种生态系统服务价值评价方法，在统计文献资料数据和调查问卷数据的基础上，逐项评估了杭州西湖各种生态系统的各项服务价值，得出杭州西湖的生态系统服务为7357624.7万元/a，相当于所在城市杭州市国民生产总值的10.5%，同时与杭州市旅游业收入基本相当。
(2)在杭州西湖每年提供的各项生态系统服务中，休闲旅游价值远高于其他各项生态系统服务价值，占99.431%，其主要影响因素是城市湖泊年接待游客人数和城市消费水平;其次为蒸腾吸热价值，占0.188%，其主要影响因素是湖泊水面面积。
1、直接经济价值，也叫使用价值或商品价值。是人们直接收获和使用生物资源所形成的价值。包括消费使用价值和生产使用价值两个方面；
2、间接经济价值，生物资源的间接价值是与生态系统功能有关，它并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。
3、潜在利用价值，保护生物资源可以为人类社会带来日益增长的利益，这种效益因地域和物种的不同而各不相同；
4、伦理价值，有些动植物物种在生物演化历史上处于十分重要的地位，有助于开展研究生物演化的过程。
[关键词]学校核心价值观；学校核心价值观l体系；价值生态
一、学校核心价值观体系
现代学校已经进入到一个新的发展时代，此时的学校不能单纯依靠办学软硬件的改进来获得发展，而是要通过提升组织活力和凝聚力来实现可持续的内涵式发展。在实现学校内涵式发展的过程中，打造作为组织灵魂的学校文化是一个极为重要的方面，而价值观建设又是其中的重中之重。ⅲ因此可以说，打造既能规范更能引领学校成员行动的学校核心价值观是现代学校发展的热点主题，也是优质学校有别于普通学校的一个基本特征。
但是，打造学校的核心价值观并不是一件容易的事情，因为学校核心价值观的内涵有很多不同的理解。什么是学校的核心价值观?学校应把哪些方面的价值取向上升为学校的核心价值观?这些问题在教育理论界和实践界并没有一个共识。诚然，不少论者在学校核心价值观内涵上提出过很多有一定见地、也被很多教育实践者付诸于实践的说法，如学校的核心价值观就是社会核心价值观的直接反映、学校核心价值观就是学校的追求和目标、学校核心价值观就是学校期望学生掌握的基本价值等。但是，这些说法没有真正认识到学校核心价值观的多元构成，即没有看到“学校核心价值观并不是学校目标(目的或使命)或学校目标的一部分，而是实现诸多学校目标必须遵循的若干价值原则”。但是，这里并没有明确说明学校核心价值观的具体内涵。通过分析可以发现，学校核心价值观应该是一个价值观体系，最为核心的成分包含以下三个方面。
第一，人才培养目标的价值取向及相应的价值原则。厘定学校核心价值观的内涵需要从学校的结构入手，看看学校的哪种成分是学校的核心成分，因为只有核心成分的价值取向和需求才能上升为整个学校的核心价值观。从现代学校管理学对学校的认识来看，作为共同目标的文化系统是学校的核心成分。正是这种共同目标通过认同感的形成把学校的各种成员聚合在一起，形成一个有机的整体。因此，共同目标上的价值追求和价值理解应该成为整个学校的核心价值观，因为价值观就是关于价值的理解和追求。那么，学校应该追求什么样的根本目标?对这个问题的回答应再次审视学校的基本功能。从根本上说，学校是一个规范化的教育组织，就是专门把各种有利于学生发展的因素组织起来的特殊环境。学校自出现以来就是作为人才培养机构而存在的，其最根本的目标是培养人或促进人的发展，这是学校组织社会规范性的根本体现。培养具备特定素养的人才是整个学校的根本价值所在，学校的所有因素都应该围绕这一目标，因此人才培养目标的价值取向及相应价值原则构成了整个学校核心价值观的必然成分_--。
第二，学校发展目标的价值取向及相应的价值原则。由于人才培养目标作为学校的根本目标并没有直接反映学校的战略目标，即不能直接为学校发展提供方向性的蓝图，学校还应在人才培养目标的基础上提出能直接指导学校办学方向的学校发展目标。由于学校发展目标本身直接就足以作为统合学校成员的核心，而且从根本上说它也是为了实现人才培养这个根本任务，因此也作为工具继承了人才培养目标的一部分“核心”地位。
第三，学校基本办学方式上的价值取向及相应的价值原则。要发挥学校核心价值观的组织统合功能，仅有人才培养目标和学校发展目标层面的价值取向与价值原则还是不够的，对从事具体工作(如教育教学工作)的学校成员还需要更为具体层面上的核心价值观规范和引领。对学校机构而言，它本身还包含着办学的一整套技术流程(主要为教与学)，而且是处于核心地位的机制。因此，学校的基本办学方式本身就构成了学校的核心成分之一，可以发挥着统合学校成员的功能。而且，学校的基本办学方式本身作为人才培养目标和学校办学目标的核心途径，也从这两方面继承了一部分核心地位，作为核心“工具价值”而存在。
二、学校核心价值观体系的生态基础
打造富有活力的学校核心价值观体系，首先需要厘清学校核心价值观体系存在和发展的基础。这不仅要求明晰影响学校核心价值观体系的因素，更需要定位这些因素与学校核心价值观体系之间的关系性质。可以说，学校核心价值观体系的存在和发展有着深刻的生态基础，学校核心价值观体系正是学校成员在对内外环境的有机适应中生成的。
从学校核心价值观体系的三层成分来看，学校核心价值观体系更为直接相关的生态要素有学校系统定位、生源状况、领导者惯习、办学条件、教育知识状况和学校历史文化传统等。下面简要分析这些要素对学校核心价值观体系的影响。
第一，学校系统定位。教育发展到今天，已经形成了各级各类学校所构成的学校体系。就学校体系中的某一学校而言，它们都会被规定针对不同层次和类型的受教育对象，因此学校系统定位是对学校人才培养目标、学校发展目标和基本办学方式的基本制度规定。学校系统对一个学校的定位有两种维度：一是纵向层次的维度，如小学、中学、大学等；二是横向的维度，一般学校、示范学校、中心学校、特殊学校等。
第二，生源状况。生源是学校人才生产的“原材料”，也向学校提出了在人才培养目标、学校发展目标以及基本办学方式上的规定性。虽然，国家规定了人才培养的一般目标，但这种目标并没有细化和具体化，在不同类型的生源上还有个性化的空间。同样，生源状况也影响着学校发展目标的基本价值取向及基本办学方式，如针对外来务工子弟的学校在办学目标以及教育教学方式上就应有别于针对城市白领子女的学校。
第三，领导者惯习。即便在崇尚“民主平等”的今天，学校领导者对学校核心价值观体系也不会丧失掌控期望和能力，因为学校领导者在学校组织中的中心地位并不会因为“民主平等”呼声而被轻易削弱。这里所说的惯习主要是指领导者个人的喜好、品味以及倾向性之类的生活风格，它会内在地影响领导者对学校内外环境的理解，进而从根本上影响学校核心价值观体系的打造。
第四，办学条件。学校核心价值观体系的核心成分是价值取向，这些取向作为目标需要具有一定的理想色彩。但是，学校核心价值观体系的理想性并不能否定学校核心价值观体系的现实性，制约这种现实性的一个重要因素是学校的办学条件，既包括软件也包括硬件。办学条件制约学校的人才培养目标，那些不可能的人才培养目标只能暂时被放在现实的价值追求之外。同样道理，办学条件也影响着学校发展目标和基本办学方式。
第五，教育知识状况。学校核心价值观体系是学校对自身不断加深认识的结果，因此能够影响学校自身认识的教育知识状况就构成了学校核心价值观体系的重要生态要素。教育知识的发展能够让学校加深对人才内涵的理解、学校使命的解读并提供新的办学方式选择，学校对新教育知识的应用可以真正进一步引领学校在这些方面的价值取向，有助于打造更有生命力的学校核心价值观体系。
第六，学校历史文化。学校组织本身还是一个历史的存在，是在或长或短的历史积淀中成长发展出来的。学校历史文化对学校的作用可以理解为一种“组织惯性”，学校的任何变化发展都要与这种“组织惯性”互动，学校核心价值观体系的存在和发展也不例外。一个学校对自身人才培养目标、学校发展目标以及基本办学方式的理解总有一个发展的过程，现在的理解总是建立在以往理解的基础上，这就是“组织惯性”的一种体现。
学校核心价值观体系的生态性意味着学校的核心价值观体系处于一个生态环境之中，生态环境的其他各种要素与它形成紧密联系的体系，能够对它的存在和发展构成影响。这里需要特别强调，这种生态性的影响不同于物体间的直接作用，这种影响的基本特征是有机的：学校能够在理解这种影响关系的基础上，调整自身的核心价值观姿态，甚至是改造这些影响因素，从而作出更为积极、更富生命活力的价值观适应姿态。
三、学校核心价值观体系确立和变革的生态路径
打造出富有生命力的学校核心价值观体系并不是一件容易的事情，一些学校提出的核心价值观因过于高位而流于形式；一些学校提出的核心价值观因不能回应社会环境的需求而在根本上被质疑；一些学校提出的核心价值观因内在的相互矛盾而被遗弃；一些学校提出的核心价值观因强硬要求所有人短期内接受而被抵制；等等。所有这些问题都可以归结为对学校核心价值观体系生态性的忽视，要顺利地实现学校核心价值观体系的确立和变革，必须坚持生态化的思维和路径。
首先，学校核心价值观体系的确立和变革需要采用整体性的视角。学校核心价值观体系的生态性特征指示着学校核心价值观体系的确立和变革要采用整体性的视角，要关照生态的多方面影响和需求，这样新的变革才不至于因与生态环境有抵触而不能落实甚至被拉回原处。具体来说，学校核心价值观体系的确立和变革要采用整体性的视角，要求学校充分考虑学校系统定位、生源状况、领导者惯习、办学条件等要素为这一过程带来的影响，不能过于强调某一个方面或少数几个方面。从另一个方面说，学校核心价值观体系的完整性也是这种整体性视角的必然要求，因为学校核心价值观体系的每一个层次都对应着关键的生态要素，如果缺少了某一层次就不能很好地回应生态环境，最终违反了整体性视角的要求。
关键词野生动物；野生动物价值；影响因素构成；野生动物保护
野生动物是可耗竭性自然资源，其价值分为内禀价值和利用价值［1］。内禀价值是野生动物自身存在的价值，不以人类的意志为评价标准。利用价值是从人类的视角，野生动物对人类社会贡献的价值［2］。野生动物的价值是动态变化的［3］，对野生动物价值的忽视会造成资源的快速耗竭［4］。自然资源价值的研究，始于保护区选址评估［5］。此后，学者们发现物种自身因素及物种与人类的关系，是影响野生动物价值的两个重要方面。野生动物在生态系统中所处的营养级、自然生产力、稀有程度［6］、进化程度和自然历史发展［7］，能造成野生动物资源禀赋的差异；人类经济活动的需求，野生动物在社会文化中的作用以及野生动物的生态服务功能，会导致野生动物利用价值的差异［8］。此外，人类对自然资源利用方式的改变，对野生动物政策法规的调整，也会对野生动物价值构成影响［9］。当前，对野生动物价值影响因素的研究，侧重于讨论单一因素对野生动物价值的影响，缺乏对各因素之间系统关系的梳理。明确各因素的作用强度和相互作用的特点，是评价野生动物价值的重要前提。本文采用问卷调查分析，并利用结构方程模型，研究自然环境系统和社会经济系统对野生动物价值的影响，分析他们之间的相互关系，明确各因素对野生动物价值的影响程度，旨在为生物多样性保护政策的制定提供参考。
1研究方法
1．1研究假设
自然资源价值受到自然环境系统和社会经济系统共同影响［9－10］。Zeithaml［11］从经济学角度提出了影响物品价值的主要因素，包括内在属性、外在属性、感知属性和其他相关的抽象属性。内在属性是价值的基础和本源，外在属性是影响价值的客观外部要素，人类通过感知属性影响认识和选择，抽象属性可以是一切相关的抽象形态。野生动物作为自然资源的一类，自然环境因素直接或间接的改变野生动物的资源禀赋。在人类社会经济系统中，相关法律和政策对野生动物的保护利用做出规范，人类对野生动物保护、利用的认知，对野生动物产品和服务的需求，都对野生动物价值产生作用。因此，本文将野生动物自身禀赋、政策干预、人类需求、公众认知，作为野生动物价值的影响因素。资源禀赋，是区域经济学的概念，是对资源状态的综合评价。野生动物资源属稀缺资源，自身禀赋的差异对资源价值构成影响［12］；野生动物生存现状对政府政策的制定起到决定性作用；物种的稀有程度、代表性等因素，往往成为选择的动机；此外，野生动物的形态特征、生活习性也对公众的认知产生影响。政策干预，是国家对野生动物制定相关法律、法规，宣传以及投入资金的行为。《野生动物保护法》从法律的层面确定了野生动物的地位问题。近年来，野生动物科普宣传、公益广告，也从另一个侧面改变人们对野生动物的认知。人类需求，是人类对野生动物产品和服务的客观需要，是对价值产生影响的决定性因素［13］。人们对野生动物产品的需求，带动驯养繁殖产业的发展；观赏游憩的需求，促进动物园、森林动物园及专题动物园的建设；需求是一个动态变化的过程，随着经济社会的变化，也将对产品和服务的价值产生影响［14－15］。公众认知，来自人类对野生动物的感受，人类认知程度较高的物种通常具有更高的价值［16］。公众对自然资源的认识程度，会影响物品的最终定价，这类影响被称为认知价值或感知价值［17］。基于已有研究及预调研结果，本文提出野生动物自身禀赋、政策干预、公众认知、人类需求对野生动物价值影响的研究假设（H1～H9），构建了野生动物价值影响机理假设模型（见图1）。H1：政策干预对野生动物价值具有正向影响；H2：人类需求对野生动物价值具有正向影响；H3：公众认知对野生动物价值具有正向影响；H4：自身禀赋对野生动物价值具有正向影响；H5：自身禀赋对政策干预具有正向影响，进而影响野生动物价值；H6：自身禀赋对人类需求具有正向影响，进而影响野生动物价值；H7：自身禀赋对公众认知具有正向影响，进而影响野生动物价值；H8：政策干预对人类需求具有正向影响，进而影响野生动物价值；H9：公众认知对人类需求具有正向影响，进而影响野生动物价值。
1．2变量选择
根据研究假设，将无法量化的影响因素（潜变量）转化为可以量化和测量的变量（观测变量）。为避免指标选取的随意性和主观判断，本文结合有关学者的观点［3，7－9，16］对各影响因素选取相应观测变量。野生动物的自身资源禀赋，是由其生理结构、生态特征和适应进化过程共同决定的，表征为物种的种群结构（A1）、进化程度（A2）、生态位宽度（A3）、繁殖能力（A4）、稀有性（A5）、代表性（A6）、地理分布（A7），共7个观测变量。A1～A4表征物种的生存能力；A5是物种的相对数量；A6是物种生理生态等方面的独有特征；A7是物种的存在广度。政策干预，可以表征为法律及制度的完备程度（B1）、保护政策（B2）、产业政策（B3）、财政政策（B4）、劳动力政策（B5）、宣传导向政策（B6），共6个观测变量。一般说来，如果某一物种具有完善的保护政策、健全的配套产业、稳定的资金投入，该物种的保护会更加完善，价值会随之提升；媒体宣传侧重不同，也会影响公众对野生动物的消费行为。人类需求，可以表征为对野生动物产品（C1）需求、观赏游憩需求（C2）、科学研究需求（C3）、教育需求（C4），4个观测变量，体现社会对自然资源产品需求影响价格的规律［18］。公众认知，可以表征为公众对野生动物的保护意识（D1）、政策法规的了解程度（D2）、保护和利用关系（D3）、野生动物与人类关系（D4）、野生动物文化认识（D5）、野生动物形象美学的认识（D6），共6个观测变量。野生动物价值，可以体现在个体的市场价格（Y1）、商业领域的贡献水平（Y2）、生态系统服务功能（Y3）、人类文明中的重要程度（Y4），4个观测变量当中。1．3结构方程模型结构方程的联立方程组由测量方程和结构方程两部分组成，测量方程用于观察测量变量和潜变量之间的关系。测量方程：y＝Λyη＋ε；x＝Λxξ＋δ。结构方程：η＝Bη＋Γξ＋ζ。式中：x是外生指标组成的向量；y是内生指标组成的向量；Λy是外生指标与外生潜变量之间的关系；Λx是内生指标与内生潜变量之间的关系；δ是外生指标x的误差项；ε是内生指标y的误差项；η是内生潜变量；ξ是外生潜变量；B是内生潜变量之间的关系；Γ是外生潜变量对内生潜变量的影响；ζ是结构方程的残差项。本研究以自身资源禀赋、政策干预、公众认知、人类需求作为潜变量，利用各潜变量的相对观测变量作为测量变量，利用结构方程模型分析数据的信度效度、模型拟合程度、部分潜变量的中介效用。1．4数据收集依据本文研究方法，首先进行小规模预调研，选取该领域专家学者，采取访谈的形式设计调查问卷。调查的主要内容包括：①被调查者的基本资料；②野生动物价值的内在影响因素，包括野生动物生理特征和生态属性等；③野生动物价值的外在影响因素，包括政策因素、需求因素、认知因素等。在小规模调研结果基础上，完成最终问卷设计。问卷主体采用李克特（Likert7）点式量表赋分，由野生动物价值、自身禀赋、政策干预、人类需求、公众认知共5个变量27个观测变量构成。2017年5—6月，利用问卷邮寄、实地访谈的形式，向各省林业厅、高校及自然保护区从事相关工作的管理人员、教师、学生及科研工作者发放问卷。研究过程中采取分层随机抽样法选取受访对象，共发放问卷520份，回收有效问卷480份，问卷有效率为92．3％。其中，工作领域为野生动物管理的有146人，生态学的有96人，林业经济的有59人，学生有131人，其他领域的有48人。
2结果与分析
2．1信度及效度检验应用
SPSS对获取数据进行信度检验，本文研究的5个变量的Cronbach’sAlpha系数分别为0．910、0．910、0．813、0．923、0．878，均大于0．7的标准，表明变量具有良好的内部一致性信度。CITC均大于0．5的标准，表明观测变量符合研究要求。进行探索性因子分析，对量表进行KMO和Bartlett’s球形检验，可得到KMO值为0．922，大于0．7，Bart⁃lett’s球形检验值显著（Sig＜0．001），表明问卷数据符合因子分析的前提要求。效度检验因子提取时采用主成分分析方法，并以特征根大于1为因子提取公因子，因子旋转时采用方差最大正交旋转进行因素分析。分析结果总共得到5个因素，解释能力分别为17．293％、16．353％、15．522％、10．426％、9．682％，总解释能力达到了69．277％大于50％，表明筛选出来的5个因素具有良好的代表性。
2．2模型拟合度检验
在AMOS环境下，根据建立的路径模型进行拟合计算（见图2、表1），各项拟合结果良好。同时，CMIN／DF为1．690，小于3以下标准；GFI、AGFI、NFI、TLI（IFI）、CFI分别为0．925、0．910、0．935、0．965、0．972，均达到0．9以上的标准；RMSEA为0．038，达到了0．08以下的标准；拟合指标均符合一般SEM研究的标准。因此，认为这个模型有较好的配适度。
2．3研究假设的验证
模型验证结果（见表2）表明：政策干预、人类需求、公众认知、自身禀赋对野生动物价值的总体效应，分别为0．196、0．222、0．187、0．483，且P＜0．05的标准，表明这些变量对野生动物价值具有正向影响，假设H1～H4成立。模型验证结果（见表2）表明：自身禀赋对政策干预的直接效应为0．363，进而影响野生动物价值间接效应为0．049；自身禀赋对人类需求的直接效应为0．308，进而影响野生动物价值的间接效应为0．042；自身禀赋通过影响中介变量公众认知直接效应为0．125，进而影响价值的间接效应为0．017；且P＜0．05的标准；可以证明H5～H7成立。政策干预影响中介变量人类需求直接效应为0．272，进而影响野生动物价值的间接效应为0．060，且P＜0．05的标准，假设H8成立。公众认知对中介变量人类需求的直接效应为0．128，进而影响野生动物价值的间接效应为0．028，且P＜0．05的标准，假设H9成立。
2．4模型路径的拟合
路径拟合系数可以作为影响的相对重要性。自身禀赋、人类需求、公众认知、政策干预的直接效应，分别为0．375、0．222、0．159、0．136，自身禀赋对野生动物价值的直接影响最大，且自身禀赋对价值的总体效用（0．483）也远高于其他3项因素的影响，这一结果符合当前野生动物保护与管理现状。同时，自身资源禀赋对政策干预、人类需求、公众认知3个中间变量的影响效用，分别为0．363、0．125、0．308，说明野生动物自身资源禀赋对人类需求和政策干预的影响明显高于公众认知。通过路径拟合还发现，人类需求除了受到自身禀赋因素影响以外，政策干预、公众认知对其影响的直接效应分别为0．272、0．128，也说明人类社会对野生动物产品和服务的需求会受到来自政府政策的较大影响。
2．5观测变量对潜变量贡献程度的差异
因子载荷可以解释观测变量对潜变量的贡献程度。野生动物自身资源禀赋，在很大程度上影响了野生动物价值的高低，从自身禀赋7个观测变量看，物种的稀有性（A5）、代表性（A6）对野生动物价值的贡献最大，因子载荷分别为0．85、0．84。这与实际观察到的现实规律相符，也表征了稀有性越高、代表性越强的物种，拥有越高的价值。来自政府的政策干预这一潜变量中，法律及制度的完备程度（B1）、财政政策（B4）、劳动力政策（B5）的因子载荷，分别为0．80、0．83、0．81，高于保护政策（B2）、产业政策（B3）、宣传导向（B6）的因子载荷（0．78、0．74、0．79）。值得注意的是，野生动物价值这一潜变量中，生态系统服务功能（Y3）的因子载荷0．88，高于其他因子载荷，说明野生动物生态服务是其最重要的价值。
3结论与讨论
关键词:休闲农业;旅游资源;价值评估
休闲农业是农业和旅游业相结合的一种新型产业型态,是推动现代农业向专业化、集约化、商品化发展的有效形式。近年来,休闲农业悄然兴起,并逐步成为各地农业结构调整的重要途径之一。现阶段,已有不少成功的实例,但是该领域的经验总结和理论研究与国外相比,特别是在休闲农业旅游资源经济价值评估方法研究方面差距还很大,尚不能完全胜任指导实践的重任。
一、休闲农业旅游资源价值的一般特征
与传统大众旅游资源不同,休闲农业旅游资源突出休闲农业旅游环境质量的重要性。从经济和社会、自然生态发展的角度分析,休闲农业旅游资源具有以下特征:一是外部性。休闲农业旅游资源的外部性体现在休闲农业旅游资源与环境的生态功能上,这种外部经济的公益效能是其外部特征。二是社会性。部分休闲农业旅游资源可以直接产生生物产品,具有经济价值和个体性,但是在其实现个体价值的过程中发挥的生态环境效益远远大于前者,而且休闲农业旅游资源目的是对其资源和环境效能的可持续利用,可视其为社会价值。三是生态敏感性。休闲农业旅游资源具有独特、敏感和脆弱的生态系统,特有的生境养育着珍稀动植物资源,是自然遗产存留和科学研究、环境教育的重要区域。其生态系统内部物质流和能量流的运移对生态系统退化恢复意义重大。四公共物品属性。休闲农业旅游资源侧重的是独特的生态系统和环境,其生态和环境服务属于人类共有的公共财产,无法通过市场确定其经济价值。
二、休闲农业旅游资源价值研究的意义
休闲农业旅游资源价值决定了休闲农业旅游的发展规划。科学、合理地核算休闲农业旅游资源价值,有利于旅游开发投资的成本一收益分析,有利于休闲农业旅游资源开发的保护、规范与可持续发展。目前,国际上资源与环境价值货币化核算的理论和评价方法多建立在效用理论、资源稀缺论、福利经济学和环境经济学基础之上。国内对旅游价值经济价值的研究也已有所深入,多是将可供游憩的资源,尤其是自然资源作为一种环境物品,从环境经济学的角度进行研究,通过替代价值或间接评估得到,而且以森林资源的游憩价值研究较多,对休闲农业旅游资源货币化核算方法尚未涉及。主要原因是休闲农业旅游资源评估核算理论和社会需求的相对滞后。休闲农业旅游资源并非独立存在的,确切地说是自然资源和环境所具有的一种游憩功能,很难将休闲农业旅游资源从区域范围内的自然资源或环境中单独剥离出来。由于休闲农业旅游资源至少在形态上是一种环境资源,具有不可分割、非竞争性、难以排他消费的公共物品特征。因此,不宜用传统的商业资产评估方法,进行休闲农业旅游资源经济价值评估。随着面向可持续发展的资源-经济-环境一体化国民经济绿色核算体系的倡导以及世界性休闲农业旅游的潮流,对休闲农业旅游资源与环境的货币化核算有必要进行全面的研究。
三、休闲农业旅游资源价值分析的理论基础
第一,休闲农业旅游资源价值界定。休闲农业旅游资源从形态上与区域景观类型及其环境,是休闲农业旅游景观资源和环境资源的综合体,从本质上休闲农业旅游景观资源是其环境资源的组成部分,休闲农业旅游资源提供游憩功能的同时,无形中提供了环境享受功能。因此,休闲农业旅游资源的价值包含了其游憩价值(经营性)和环境价值(非经营性)。非经营性的休闲农业旅游资源属于社会公共财产,具有无排他险和不可分割性。它需要通过可经营性休闲农业旅游资源产生旅游吸引力,要依靠社会资金维持发展。经营性休闲农业旅游资源,为社会准公共财产,在提供公共生态功能同时,提供旅游服务功能,包括有形的景观、无形的环境,具有无排他性。由于经营权一经营大众有偿分享使用权的权利可以分离,因此其具有部分可分割性。如可进行旅游观光活动的试验区,国家、集体的经济林,农业用地、荒山的承包权等。无论休闲农业旅游资源是否可经营,都具有使用价值和非使用价值。使用价值包括直接使用价值、间接使用价值和选择价值(option value)。使用价值可理解为有差别,有人指的是直接服务价值,这里指的是直接使用资源的实物生产价值;间接使用价值,指的是不消耗资源,间接使用资源的服务价值,包括了旅游等多功能使用价值;选择价值指为确保未来仍可使用的一种保险支出,意指消费者对某种游憩资源的未来需求不太确定。非使用价值,包括遗赠价值、存在价值。人们对于某一游憩资源,愿意支付若干代价以保护该资源,让未来世代也得享有资源所产生的各种劳务,则民众为此一目的而愿付出之代价总和可称为遗赠价值;某些游憩资源具有独特的景观,或为许多野生动物之庇护和栖息之所,或因该资源具有国际性或民族性的特殊意义,所以,民众如果知道此一资源获得适当保护而存在,便能得到相当程度的满足,民众因此心理的满足而愿意付出之代价总和称为存在价值。
第二,休闲农业旅游资源价值评估理论。休闲农业旅游资源经济价值货币化理论和方法主要来源于环境学、经济学、社会学、心理学、行为学等学科,与环境影响评价理论(EIA:environmental impact assessment)有着直接的渊源关系,并随公共产品理论、福利经济学中的消费者剩余和个人偏好等理论的发展而不断完善。美国未来资源研究所(RFF)、伦敦环境经济中心(LEEC)、联合国环境规划署(UNEP)、经济发展与合作组织(OCED)等为该领域研究其做出重要贡献。20世纪60年代以前,作为环境影响评价理论的一部分,休闲农业旅游资源经济价值货币化理论主要是成本效益分析理论(Cost-Benefit Analysis,CBA),其思想来源于Julse Dupuit在《论公共工程效益的衡量》(1984)中提出的“消费者剩余”的概念。60年代以后,随着世界旅游业的迅猛发展以及旅游与环境冲突问题的日益严重,John Krutilla在《美国经济评论》(1967)上发表了自然保护的再认识,提出了“舒适性资源的经济价值理论”,认为出于科学研究、生物多样性保护和不确定性等原因,需要对一些稀有的珍奇的景观和生态等舒适性资源进行保护,在可再生限度内严格控制使用,特别是提出了舒适性资源的“唯一性”、“真实性”、“不确定性”、“不可逆”等重要概念,这为后来旅游资源的货币价值评价奠定了坚实的理论基础。70年代以后,随着福利经济学对消费者剩余、机会成本、非市场化商品与环境等公共产品价值的思考,旅游资源货币价值评价逐步形成理论体系。70年代后期到80年代,旅行费用法(travel cost approach,TCA)在旅游资源货币价值评价中得到广泛应用。80年代后,享乐定价法(hedonic price approach,HPA)得到广泛应用。90年代以来,条件价值法(contingent valuation method,CVM)在旅游资源经济价值货币化评价中处于主导地位,但同时也受到不同方面的冲击和责难,主要集中在CVM理论的合理性与有效性等方面。
四、休闲农业旅游资源价值的评价方法选择
目前,旅游资源货币价值评价方法主要有两类:一是替代市场技术评价法。它用影子价格和消费者剩余来表达旅游资源的货币价值,具体有旅行费用法、机会成本法、费用支出法、市场价值法、享乐定价法等,主要适合无市场交换但有市场价格部分的评价。二是模拟市场技术评价法。它以支付意愿来表达旅游资源的货币价值,目前主要是条件价值法。休闲农业旅游与生态系统和环境密切相关,通常休闲农业旅游资源被作为一种环境物品进行价值评估,通过将生态资源作为一种资产进行评估,并纳入旅游资源开发的成本一效益体系,避免对资源的无序开发、无偿使用和资源浪费。但无论是对生态资源的游憩功能进行经济价值评估核算还是对基于生态资源环境的生态系统功能评估核算,目前国内外其代表性的评估方法有以下几类:政策性评估、生产性评估、消费性评估、替代性评估、间接性评估、直接性评估。评估方法为实际市场评估法、旅行费用法、条件价值法、影子价格法以及机会成本法等,从本质上是通过休闲农业旅游资源的影子价格、公众(包括游客等)的支付意愿和消费者剩余来表达的,从方法上也是上述几种方法的变种或组合。休闲农业旅游资源的直接价值可以通过估计生物生产量计算得到,包括游憩价值环境享受价值在内的间接使用价值可以采用上述评估方法或者上述方法的组合估算,非使用价值可以根据其表现形式,如珍稀动植物生境、科学研究、生态系统永续等与其直接价值融合评估,因为,资源与环境的价值不是独立的几部分,而是互有重叠的。以下是对游憩价值的两种主要评估方法:
第一,旅行费用法。旅行费用法(Travel Cost Method),是基于西方现代经济学的效用价值理论和消费者剩余理论的一个方法,旅行费用法是利用游客与旅行目的地之间相关行业的市场消费行为来评估风景区(旅行目的地)的旅游价值,同时考虑旅行时间的机会成本,建立需求函数测算消费者剩余。但是旅行费用法存在以下问题,一是需求函数自变量的范围界定,费用是旅行总费用、区域费用还是游憩费用,由什么组成;二是时间的机会成本的比例选取,休闲农业旅游区别于大众化旅游,其时间的机会成本增加;三是游客的当前支付意愿与资源价值的关系,不同游客的支付意愿和资源价值的关系;四是对于没有游客的风景秀丽之地,就没有旅行费用,但肯定有支付意愿,采用该方法时需要变通;五是计算结果代表的消费者剩余,往往是旅游价值总量的一部分,造成实际价值偏低。一般适用于短途旅行或游憩目的地评估。
第二,条件价值法。条件价值法(Contingent Value Method,CVM),属于直接性经济评价方法,从消费者的角度通过一系列的条件假设,通过问卷、调查、投标等方式获得消费者的WTP(Willingness To Pay),通过数据处理综合得到所有消费者的WTP,即该区域休闲农业旅游资源的游憩值。常见的方法有:自愿支付法(Willingness To Pay)、调查法(Survey Method)、直接询问法或假定价值法(Hypothetical Valuation Metho)。该方法是基于自愿支付是商品价值的唯一合理表达这一认识的。该方法存在的问题:如何确定所有游客或者潜在游客的支付意愿;资源环境价值的支付意愿的游客范围如何确定;现在评估价值与未来评估价值、资源环境实际价值之间的关系等等;对CVM理论和应用的有效性问题,用个人意愿偏好的直接调查法易出现阿罗“不可能定理”描述的公共产品投票悖论现象,因为个人在无法影响他人意愿偏好的情况下,受决策退出自由和无须承担责任的影响,易出现“搭便车”行为,有意夸大或减少对某种旅游资源的支付意愿,因而难以显示整体的真实支付意愿,旅游资源的货币价值也就难以评估。
综上,任何方法都只是在当前社会、经济技术条件下对休闲农业旅游资源价值的一种估价,多是通过支付意愿、心理价格、旅游费用、游客调查等基础数据实现的。目前休闲农业旅游地的经济价值评价有三方面的问题有待解决:一是数据基础问题:旅游资源经济价值的评价需要包括社会经济、生活、人口、资源、发展等在内的大量数据,数据的现实性、准确性、可用性甚至选用什么样的数据都会影响评价核算的结果;二是未来的价值的评价问题:采用未来价值为基础的经济价值核算可能比较准确;三是包括3S在内的新技术应用问题:所有的模型中都需要大量的空间数据支撑,通过空间拓扑分析、属性分析可以较好的展示景点、景区、景域之间的空间关系,叠合社会经济生活等基础数据,利于大量游客各种数据的分析与处理。随着计算机数理统计技术和地理信息系统技术的日益成熟,在其他领域已经有不少成功应用范例。在旅游资源评价与核算中,空间数据和属性数据的综合分析与利用,对旅游资源价值核算与评价的准确度将起到促进作用。
参考文献:
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【关键词】煤炭项目；可持续发展；生态经济学；项目经济评价
一、引言
煤炭是我国的主要能源和重要工业原料，是我国重要的基础产业。因此，煤炭产业的可持续发展关系国民经济健康发展和国家能源安全。然而，目前我国是世界上最大的煤炭浪费国。温室气体的排放量约占全球总量15%，居世界第2位，仅次于美国。随着能源消费的增长，到2020年，我国的二氧化硫排放量将会翻一番，达到世界第1位。煤炭项目的投资与开发特点可以概括为：高开采、低利用，高破坏。
首个《煤炭产业政策》于2007年11月23日公布（国家发展和改革委员会公告2007年第80号）。产业政策共11章，第8章专门涉及煤炭行业的环境保护问题。对其节约利用、循环利用、水土保持、矿山土地复垦、矿区生态环境恢复补偿机制提出了明确要求。并明确指出取缔非法煤矿，关闭布局不合理、不符合产业政策、不具备安全生产条件、乱采滥挖破坏资源、污染环境和造成严重水土流失的煤矿。由此可见，我国煤炭投资项目与自然环境的矛盾越演越烈，己经严重阻碍了我国的经济发展。必须尽快使煤炭行业走可持续发展道路，建立煤炭投资项目的可持续经济评价理论。
二、煤炭投资项目生态环境成本价值
（一）煤炭项目生态全寿命周期
张耿杰等（2008）指出矿区是人类活动干扰最强的生态系统之一，虽然矿区的开采利用对经济发展起到了巨大的推动作用，但同时也对当地环境产生了重大影响。因此，在研究煤炭投资项目的生态环境影响时，必须对各种生态环境影响进行分类，从生态全寿命周期角度，本文将生态环境影响按持续时间分为以下三类：
（1）矿井服务期内类型：即随着矿井运营而产生，仅在服务期内造成生态环境影响的类型。
（2）矿井服务期外类型：即在矿井服务期内不会产生，但矿井闭矿后产生影响的类型。可能是闭矿后立即产生（单位年），也可能是若干年后产生。此类影响一般是程度比较严重的，闭矿后必须予以考虑衡量的。
（3）矿井服务期内外类型：即在矿井运营期内产生，但闭矿后仍产生影响的类型。该类型包括修复后即可停止产生影响、修复后仍产生较小影响两种类型。
对于有生态修复的煤炭项目，在项目可行性研究阶段就对其代际成本进行评价（经济评价）。对于生态修复所产生的投资支出、修复后的生态效益、不能修复的生态影响的继续支出能够全面衡量，从而正确得出修复期的各种经济效果的动态评价。
对于没有生态修复期（关闭后任其自由修复）的煤炭项目，那么也就没有修复投资，也没有修复效益。但对于服务期外继续持续的生态环境影响将继续产生环境成本，甚至恶化，加重环境成本。从而导致环境成本效益分析评价时环境生态成本过大而导致项目无法满足可持续发展要求而拒绝项目，项目无法得到审批。
中国矿业大学石晓波博士（2010）在可持续视野下煤炭项目经济评价的几点思考中提出，煤炭项目全寿命周期中生态修复期的持续时间根据项目设计服务年限来确定，即T=ZkL/AK。其中，T为矿井设计服务年限，L为生态延迟系数，Zk为矿井可采储量，A为矿井设计生产能力，K为储量备用系数。
也就是说，生态修复期是在矿井服务年限计算基础上考虑生态环境影响，从而引入生态延迟系数L来延长矿井服务年限，而这延长的矿井服务年限即为项目生态修复期。并指出延迟系数L与地理、人文、经济、技术有关，具体数值由相关部门做好统计后确定。
但事实上，延长系数的确定非常困难，即便有相关的统计数据，也很难确定在矿井服务年限的基础上延迟多少比例。此外，不同环境影响的持续时间区别很大，如何准确衡量不同环境影响的环境成本，并不是统一确定一个生态修复期就可以解决。因此，本文建议采用专家评分法单独对生态修复期进行考察、确定，与矿井服务年限区别开来。具体确定步骤如下：
（1）确定煤炭投资项目带来的主要环境影响类型。该步骤可采用项目环境评估报告结果，或作为参考选用。
（2）由生态环境相关专家（或环境当地环境评估部门）根据当地地理、生态、环境等特点，采用专家评分法确定不同环境影响持续时间。
由此可以定义：生态修复期结束时点为环境影响持续时间最长的类型环境成本为零时的时间。
（二）生态环境成本效益核算
（1）环境成本计量的前提和基础。生态环境投资的核算主要以投资者的直接投资金额作为现金流出。生态环境成本核算，也就是将环境影响以货币的形式进行计量。目前国内外都没有完全确定的计量方法。下面主要介绍比较常用的环境成本核算方法。
生态环境成本核算的前提假设：人类对于环境质量和自然资源保护的偏好对资源配置产生重要影响。生态环境成本核算的基础信息：人们对于生态环境保护、防护、或改善（己破坏）的支付意愿大小，或是人们承受生态环境带来的负面影响而愿意接受赔偿的意愿大小。因此，生态环境成本核算主要从调查、统计、预估人们的支付意愿、接受赔偿意愿大小来确定。人们的支付意愿、接受赔偿意愿信息获得途径主要包括三个：一是直接遭受影响的事物、物品等的市场信息，是可以直接获得货币值大小的核算方法；二是其他相关联的事物、物品（商品和非商品）所隐含的信息，必须由核算者通过提取、对比、和估计才能获得支付意愿的大小。三是问卷调查法。即针对某个环境影响带来的负面效益（通常不适用于保护环境愿意支付的成本）设计调查问卷，直接向环境影响的直接、间接承受者调查愿意接受赔偿意愿的大小，最终通过统计分析得出结果。
（2）环境成本核算方法。依据获取生态环境成本基础信息的途径，我们把生态环境成本的货币化价值核算方法分为三类，具体如下：
1.直接市场评价法：即生态环境遭到损害的部分可以在货币市场上进行直接交易。包括损害函数法，剂量―反应法，生产率变动法，人力资本法，生产函数法，重置成本法，机会成本法等。
2.间接市场评价法：当无法从货币交易市场获得生态环境损害带来的货币价值时，则采用间接市场评价法，主要包括旅行成本法，内涵资产定价法，防护支出法等。例如，煤炭开采（尤其是露天煤矿开采）给矿区周围居民带来了严重的粉尘污染、空气污染等环境问题。而此时人们承受的环境污染无法从市场获取货币价值，那么就转化为人们愿意为空气清新、干净的空气质量支付的货币，可以是生态绿色房地产住宅一定比例的房价，也可以使去空气清新、生态环境美好的自然景区旅行费用（平均）的一定比例。需要注意的是，环境成本仅为其中一定比例，而并不是全部价格，这需要做大量的调查统计才能得出较准确的值。
3.陈述偏好法：即一些无法衡量、无法参考其他相关价值的生态环境影响，采用问卷调查形式，直接调查环境影响承受者的方法。如意愿调查评估法等。针对某个环境影响带来的负面效益（通常不适用于保护环境愿意支付的成本）设计调查问卷，直接向环境影响的直接、间接承受者调查愿意接受赔偿意愿的大小，最终通过统计分析得出结果。
三、煤炭项目生态全寿命周期经济评价
（一）煤炭项目生态全寿命周期经济评价模型
（1）煤炭投资项目价值分析。陈率（2010指出影响煤炭投资项目利润的因素主要包括两种：一种是内生因素，另一种是外生因素。内生因素是指与企业内部有关，包括技术、机制、管理水平、工程进度等因素。这些因素在一定的管理水平下变动比较小，在决策者可控范围内。这部分因素可以为煤炭企业获得项目现金流入，创造一部分利润。这部分价值即为煤炭投资项目自身的内在价值，可以用传统净现值（RNPV）来衡量。此外煤炭项目的内生因素也可能带来生态环境方面的影响，即环境成本和环境效益。这部分价值可以用生态净现值（ENPV）来衡量。而外生因素一般表现为市场环境的不确定性，与决策者行为无关，与市场总体运行相关，表现为煤炭市场价格波动、宏观政策改变、利率变动等因素。而这种不确定性同样可以为煤炭项目带来利润，但具有风险。这要看决策者是在什么时候选择项目的执行，以及执行后如何掌握灵活的停启策略。这部分价值称为实物期权价值。
煤炭投资项目的经济评价要想满足生态可持续发展要求，同时动态衡量项目隐含期权价值，那么项目的真实价值就应该是包括内外部所有价值在内的全面经济评价模型。
（2）煤炭投资项目ECBA模型建立。基于以上分析，并考虑到内生因素和外生因素的无相关性（或弱相关性），我们可以得出基于可持续发展角度的煤炭项目的总价值包括三个部分：
常规净现值，本文定义为RNPV（Regular Net-present-value）。
生态净现值，本文定义为ENPV（Ecological Net-present-value）。
实物期权价值ROV（Real Option Value）。
因此，项目的总价值TV（Total Value）如下：TV=RNPV + ENPV + ROV。模型利用资金时间价值理论通过现值动态评估环境成本效益，避免静态的一次性的评估；同时通过折现率的合理选择，实现环境成本效益的准确评估，不至于采用过高的折现率导致评估失灵。
（二）煤炭投资项目ECBA模型计算
1.RNPV价值计算。净现值（NPV）作为项目经济评价的重要指标，我们采用累计净现值来衡量项目常规价值。
。其中RNPV为煤炭项目常规累计净现值，B为经济效益（正），C经济成本（负），R为经济折现率。
2.ROV价值计算。赵樱（2010）指出Black-Scholes模型适用于煤炭投资项目。该模型将煤炭投资项目中包含的实物期权准确定量化计算。因此实物期权价值计算如下：
，
。
无风险利率的选择可以参照金融期权，选择短期国债利率、长期国债利率，根据项目开发持续时间确定。但针对煤炭项目而言，如果是小型矿井，可以选择长期国债利率，而中型、大型、特大型矿井由于持续时间长，不确定因素多、风险大，所以无风险利率选取煤炭行业基准收益率。
（3）ENPV价值计算。煤炭项目的生态环境价值计算公式如下：
。
其中ENPV为煤炭项目生态净现值，EB为环境效益（正），EC环境成本（负），T为单个环境影响的持续时间，n为环境影响种类数，Re为生态折现率。
参考文献：
[1]赵樱.基于实物期权的煤炭资源开发项目评价模型研究[D].西安.西安科技大学：2010.
[2]王艺明，张佩，蔡昌达.低碳经济下中国碳排放强度收敛性的实证检验[J].厦门大学学报（哲学社会科学版），2014（03）.
关键词 土地利用变化；生态系统服务；生态价值；科尔沁沙地
中图分类号 F 062.2
文献标识码 A
文章编号 1002-2104(2007)03-0060-06
土地是陆地自然生态系统的载体，是人类赖以生存和发展的最基本的自然资源[1]。土地利用是人与自然生态系统交叉最为密切的环节，它在带给人类巨大直接利用价值的同时，还兼具改变陆地表层生物地球化学循环过程的间接生态价值[2]。由此，土地利用以及由此导致的土地覆盖变化对维持自然生态系统服务功能与自然资源的可持续利用起着决定性的作用[3，4]。然而，生态系统的服务功能大多是公益性的,尚不能直接通过市场反映出来。正是由于人类对这些生态系统服务功能认识的局限性,长期以来, 在环境演变的敏感地带，尤其是在我国北方半干旱农牧交错区，土地利用一直是以耗散环境的服务价值来获得产品服务功能最大输出的非持续型方式发展,这种以草地开垦、超载过牧为主体的土地利用活动，加速了区域环境的沙漠化过程，导致区域经济、生态双重滞后的局面。由此，量化研究农牧交错生态脆弱区土地利用的生态服务价值是迫切需要的。有鉴于此，本研究以地处半干旱农牧交错带的科尔沁沙地为研究区域，估算土地利用变化引起的生态系统服务价值的改变情况，定量地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的进程以及制定区域生态安全管理决策提供基本的理论支持。
1 研究区概况及研究方法
1.1 研究区概况
科尔沁沙地位于我国东北地区西部，西起燕山山系的七老图山，东至松辽平原西部，南以努鲁尔虎山为界，北接大兴安岭山地南缘。地理坐标为42°41′～45°15′N，118°35′～123°30′E。沙地的主体处在西辽河下游干、支流沿岸的冲积平原上，北部沙地零散分布在大兴安岭山前冲积洪积台地上[5]。行政区域包括了内蒙古自治区东部的17个旗（县、区），主要分布在通辽市、赤峰市和兴安盟的科右中旗，并涉及辽宁省彰武县、康平县的部分区域和吉林省通榆县的部分区域，沙地总面积5.18万km2（1994年全国荒漠化普查数据），约占行政区域总面积（16.46万km2）的31.5%。
科尔沁沙地处于东北平原向内蒙古高原的过渡地带，气候具有从暖温带向温带、半湿润区向半干旱区过渡的特点，年太阳总辐射5 200～5 400MJ/m2，年日照时数2 900～3 100h，年平均气温5.2～6.4℃；年降水量343～500mm，降水空间分布为北部少南部多，西部少东部多，年降水的70%～75%以上集中在6、7、8三个月，冬春季降水仅占全年降水量的11%～16%；年平均风速3.5～4.5m/s，其中1～3月平均风速可达5.0～6.0 m/s，一年内大风日数平均为21～80d，冬春两季大风频率可占全年的69～81%[6]。区内主要土壤类型有栗钙土、黑垆土、沙土、草甸土和盐碱土等；原生植被景观为典型草原到森林草原的过渡类型――疏林草原，是传统的宜牧地区。然而近100多年来，由于受干旱多风等气候因素和滥垦、过牧、过度樵采等人类不合理的土地利用活动的影响，其原生景观已被沙丘、沙垄和丘间低地相间分布的沙地景观所替代。已有研究表明，该区域2000年的沙漠化土地面积为5.02km2，占全国沙漠化土地的47.5%[6] ，是我国沙漠化危害最为严重的区域之一。目前，科尔沁沙地正以1.9%的速度在扩展[5]。
1.2 研究方法
1.2.1 土地利用数据与归类
研究区1995年和2000年的土地利用数据来源于中国科学院资源环境数据库中的全国1∶10万土地利用数据库。该数据为土地资源的二级分类（25类），应用时将其合并为耕地、林地、草地、水域、湿地、城乡工矿居民用地和未利用地7个类型（见表1）。
土地类型二级类型含义耕地水田、旱地指种植农作物的土地，包括熟耕地、新开荒地、休闲地、轮歇地、草田轮作地；以种植农作物为主的农果、农桑、农林用地林地有林地、灌木林地、疏林地、其他林地指生长乔木、灌木等林业用地草地草地指以生长草本植物为主，覆盖度在5%以上的各类草地，包括以牧为主的灌丛草地和郁闭度在10%以下的疏林草地水域河渠、湖泊、水库坑塘、滩地指天然陆地水域和水利设施用地湿地沼泽地指地势平坦低洼，排水不畅，长期潮湿，季节性积水或常积水，表层生长湿生植物的土地城乡工矿
居民用地城镇用地、农村居民点、其他建设用地指城乡居民点及县镇以外的工矿、交通等用地未利用地沙地、盐碱地、裸岩石砾地目前还未利用的土地，包括难利用的土地
1.2.2 土地资源动态度计算
土地利用类型动态度（K）指的是某研究区一定时间范围内某种土地利用类型的数量变化情况。
式中Ua、Ub分别为研究初期及研究末期某一种土地利用类型的数量；T为研究时段。当T的时段设定为年时，K值就是该研究区某种土地利用类型的年变化率。
1.2.3 生态系统服务价值计算
美国学者Constanza等人采用生态系统服务价值系数，对全球生态系统的服务价值进行了估算[8]，我国学者谢高地等人总结Constanza等的研究成果及不足之处，在对我国200位生态学者进行问卷调查的基础上，制定出中国不同陆地生态系统单位面积生态服务价值表[9]，用于我国区域生态资产价值的评估。近年来，国内许多学者应用Constanza等人的估算方法或谢高地等人的测评体系，对全国、海河上游农牧交错区、黑河流域、吉林省以及三江平原生态系统的服务价值进行了评估[7,10～13]。考虑到科尔沁沙地地处半干旱农牧交错带的具体情况，本文采用谢高地等人制定的中国陆地生态系统单位面积生态服务价值表（见表2）[9]来计算科尔沁沙地不同土地利用类型的气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废物处理、生物多样性维持、食物生产、原材料生产、休闲娱乐共9种生态服务功能的经济价值。生态系统服务价值的计算公式为：
式中V为研究区生态系统服务总价值（元）；Pij为单位面积上土地利用类型i的第j种生态服务价值（元/hm2・a）；Ai为研究区内土地利用类型i的分布面积（hm2）。
2.1 土地利用变化及分析
从科尔沁沙地1995年和2000年的土地利用类型及面积变化动态度（见表3）看，全研究区草地和耕地面积所占比例较高，土地利用以农、牧业为主。5年间，科尔沁沙地的耕地和湿地面积有所增加，其余类型面积均在减少。其中耕地明显增多，面积增加了2 007．93km2，增幅为4．87%，年变化率为0．97%；未利用地明显减少，面积减少了1 458．74km2，减幅为8．83%，年变化率为1．77%；林地和城乡工矿用地面积有所减少，年变化率分别为0．45%和0．64%；草地、水域和湿地面积变幅很小，年变化率仅为0．01%～0．26%。
从研究区各旗县2期土地利用类型面积变化数据（见表4）看出，5年间，科尔沁沙地土地利用变化的区域差异性较大，表现为20个旗（县、区）中有16个旗县的耕地面积呈增加趋势，其中12个旗县的耕地增加部分主要由草地和林地转换而来，以敖汉旗、科左后旗、翁牛特旗、奈曼旗和库伦旗尤为突出，其耕地面积共增加了1 305．10km2，变化率为7．71%～12．59%，相应地林地和草地面积分别减少了321．33km2和842．51km2，变化率分别为0．99%～21．42%和1．75%～9．13%；科左中旗的耕地面积增加了416．83km2，但其增加部分主要由城乡工矿居民用地和未利用地转换而来。此外，扎鲁特旗（含霍林郭勒市）的草地增幅很大（变化率为11．61%），面积增加了1 050．92km2，几乎平衡了整个科尔沁沙地丧失掉的草地面积，林地也增加了20．51km2，草地和林地的增加部分全部由未利用地转换而来；科右中旗的湿地增幅较大（变化率为7．80%），面积增加了43．67km2，主要由草地、耕地转换而来；康平县、彰武县和通榆县的土地利用结构则较为稳定。
由此表明，在1995-2000年间，科尔沁沙地的主体部分仅有扎鲁特旗（含霍林郭勒市）对其境内61．64%的积沙荒地进行了林草植被建设的有效治理，而大部分旗县仍维持着毁林毁草开荒的不合理土地利用活动。
2.2 生态系统服务价值变化
科尔沁沙地1995年和2000年的生态系统服务总价值及其变化如表5所示。5年间，科尔沁沙地生态系统服务总价值中草地的生态价值所占比例最高，达到34%，其次为林地，约占22%；耕地和湿地的生态价值接近，但耕地面积却是湿地面积的近10倍；仅占总面积约3%的水域所产生的生态价值约为总价值的9%，而占总面积9%～10%的未利用地所产生的生态价值最小，仅为0.4%。
1995年科尔沁沙地生态系统服务价值总额为1 463.67亿元，2000年为1 467.36亿元。5年间，沙地生态系统服务价值增加了3.69亿元，增幅为0.25%，平均每年增加了7 381万元，其中各种土地类型生态价值的变化幅度与土地利用类型面积的变化幅度相同。
从研究区各旗县1995-2000年生态系统服务价值变化数据（见表6）看，5年间，科尔沁沙地生态系统服务价值变化的区域差异性亦很大，表现为凡是将草地、林地和湿地开垦为耕地的大部分旗县的生态系统服务总价值呈下降趋势，以敖汉旗、科左后旗和翁牛特旗尤为突出。虽然这几个旗县因耕地面积增大后所产生的生态价值分别增加了2.80亿元，1.51亿元和1.05亿元，但因林地和草地等地类面积减小导致生态系统服务总价值分别下降了2.57亿元，4.08亿元和1.04亿元；扎鲁特旗（含霍林郭勒市）则由于大面积的沙荒地得到有效治理后转换为草地、林地、湿地和耕地，其生态系统服务总价值显著增大，增加了8.36亿元，仅草地的生态价值就增加了6.73亿元，占总增加部分的80.5%；科右中旗由于湿地面积大增，其生态系统服务总价值增加了2.10亿元；科左中旗由于大面积沙荒地和城乡工矿居民用地转换为耕地，其生态系统服务总价值增加了1.56亿元。
2.3 生态系统服务价值构成及变化
科尔沁沙地1995年和2000年的各项生态服务价值如图1所示。从其服务价值构成看，研究区废物处理、土壤形成与保护、水源涵养、气候调节、生物多样性保护、气体调节等间接生态服务功能起主导作用，所产生的价值占总价值的88.9%，而食物生产和原材料等直接产出价值仅占总价值的7.3%，娱乐文化价值占总价值的3.8%。表4 科尔沁沙地各旗县1995-2000年土地利用类型面积变化（km2）
5年间，科尔沁沙地生态系统各项服务价值的变化都很小，但区域差异性很大（见图1）。例如敖汉旗除了食物生产产出价值增加了7．83%以外，其废物处理、土壤形成与保护、水源涵养、气候调节、生物多样性保护、气体调节等间接生态服务价值、原材料产出价值以及娱乐文化价值均呈下降趋势，其中原材料产出价值和娱乐文化价值均下降了16．33%，气体调节、水源涵养、生物多样性保护、土壤形成与保护以及气候调节生态价值分别下降了8．75%，8．60%，6．68%，3．95%和3．42%；扎鲁特旗（含霍林郭勒市）无论是直接产出价值还是间接生态服务价值均呈增
3 结 论
(1)科尔沁沙地草地和耕地面积所占比例较高，1995年和2000年分别为47．7%，25．1%和47．6%，26．3%。在1995年到2000年的5年时间里，科尔沁沙地土地利用结构变化幅度较小，其耕地、林地、草地、水域、湿地、城乡工矿用地和未利用地面积的变化率分别为4．87%，-2．25%，-0．03%，-1．32%，0．54%，-3．21%和-8．83%，但区域差异性较大，如敖汉旗的土地利用结构变化较为剧烈，耕地、林地、草地、水域、湿地和未利用地面积变化的幅度分别为12．59%，-21．42%，-9．13%，-2．58%，10．94%和1．15%；奈曼旗耕地、林地、草地面积变化的幅度也很明显，分别为11．14%，-4．51%和-8．34%，扎鲁特旗（含霍林郭勒市）草地和未利用地面积变化的幅度十分显著，分别为11．61%和-61．64%。
(2)科尔沁沙地生态系统废物处理、土壤形成与保护、水源涵养、气候调节、生物多样性保护、气体调节等间接生态服务功能起主导作用，所产生的生态价值占总价值的88．9%，而食物生产和原材料等直接产出价值仅占总价值的11．1%。在1995年到2000年的5年时间里，科尔沁沙地生态系统服务价值仅增加了3．69亿元，增幅为0．25%，但区域差异性很大，如敖汉旗生态系统服务总价值下降了2．57亿元；扎鲁特旗（含霍林郭勒市）则由于大面积的沙荒地得到有效治理后其生态系统服务总价值增加了8．36亿元。
研究区各旗县土地利用结构及生态服务价值的变化趋势表明， 1995-2000年5年间，科尔沁沙地生态系统服务价值的增加实质上并非因耕地面积的增加所产生，而主要是由于沙荒地转换为草地、林地、湿地和耕地以及城乡工矿居民用地转换为耕地后引起的生态价值增值所致。敖汉旗和扎鲁特旗（含霍林郭勒市）各项服务价值的变化趋势进一步表明，以牺牲生态环境作为代价可换得一时的直接经济利益，而注重环境的治理则可获取生态、经济双赢的效果。由此，有步骤地实施退耕还林还草生态工程，有效治理沙荒地，有效控制城镇建设用地的扩展，是恢复和提高科尔沁沙地生态系统服务功能的有效途径，也是该区域生态恢复重建的重要任务。
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Effects of Land Use Change on Ecosystem Service Values
of Horqin Sandy Land
ZHANG Hua ZHANG Aiping YANG Jun
（College of Urban and Environment Sciences
Liaoning Normal University，Dalian Liaoning
116029, China）
Abstract Studying the changes of land use on ecosystem service values can assess quantitatively the effects of land use activity on the regional eco-environment. Based on the land use data of 1995 and 2000, and referring to the table of Chinese land ecosystem service value of unit area which was established by Xie Gaodi, etc.[KG-0.5mm], the effects of land use change in Horqin Sandy Land on ecosystem service value were estimated. The result indicates that from 1995 to 2000, the area of farmland increased 4.87%, the area of forestland decreased 2.25%, and of grassland decreased 0.03%, of water bodies decreased 1.32%, of wetland increased 0.54%, and the land of rural-urban, industrial mining and residents reduced 3.21%, unused land decreased 8.83%. The land use in the study area were different from region to region, as most county kept abusing land by destroying forestland and grassland. The total ecosystem service value in Horqin Sandy Land increased from 146.367×109 yuan to 146.736×109 yuan in period of 1995-2000. There was 0.25% net increment of 369×106 yuan, and the increment was not caused by the extent of farmland, but by the effective management on the sandy land in some counties.
关键词:机会成本;农地机会成本;国民经济评价;土地价值功能
土地占用机会成本在公路项目经济评价中具有非常重要的作用,不合理的计量方式将直接影响项目经济评价的合理性。因此,有必要重新构建土地机会成本计量模型,提高项目经济评价的合理性,为补偿失地农民提供合理依据。
一、土地机会成本的概念
机会成本(opportunitycost)是一个经济学概念。经济学家认为:资源是稀缺的、有限的,把资源用于一种用途就要放弃其他用途。机会成本就是把一种资源投入某一特定用途之后,所放弃的其他用途中能得到的最大利益。
土地机会成本是指在其他条件相同时,把一定量的土地用于某种用途时所放弃的另一种用途所能带来的利益。假如所放弃的用途有很多种,那么其中所放弃的最高的一种就是土地的机会成本。对于农地来讲,一般选取其原用途所产生的效益为农地用于建设项目时的机会成本。
二、土地机会成本计量公式及存在的问题
(一)计量公式
P=A
其中P为土地效益现值;A为土地在项目开始建设的当年效益现值;i为贴现率;N为项目评价年限;r为效益增长率或产量增长率。
(二)存在的问题
农地的自然特性和经济特性使得土地不仅具有生产功能,同时作为一种资产具有增值功能、生态功能及社会保障功能等。在公路项目建设过程中,由于其显著的公益特性,传统的土地机会成本的计量公式只考虑农地在改变用途后所放弃的直接经济收益,根据土地价值理论,农地的直接经济产出功能只是土地功能的一部分。因此,常规的土地机会成本计量所包含的内容不够全面。由于计量内容的不全面,用该公式调整的国民经济费用偏低,对经济净现值、经济内部收益率等反映项目国民经济评价内容的指标会产生或拉高或降低影响,进而影响项目的可行性研究工作。
三、基于土地价值功能的土地机会成本的计量
(一)土地的功能与价值
农用地功能包括经济生产功能、社会保障功能、社会稳定功能、生态功能及其他功能等。农用地的功能决定了农用地的价值,因此,农用地具有相应的价值,即自然质量价值、社会保障价值、社会稳定价值、生态价值和其他价值等。
1、经济生产功能与自然质量价值
农地是基本的生产资料和劳动对象,具有生产功能,是人类赖以生存的农作物汲取营养的主要源泉,是无法替代的农业生产资料。农用地的经济生产功能对应自然质量价值,是农用地在一定的自然条件和技术条件下,通过农业生产活动所能获得的直接经济效益。
2、社会保障功能与社会保障价值
土地对于广大农民来说,是就业保障、生活福利和伤病养老保障的可靠手段,是“衣食之源,生存之本”。农民有了土地就有了赖以生存的物质基础,农用地的存在对农民具有社会保障作用。土地的不动性和保值增值性使之成为目前农民最好的风险保障,农地的保障性社会效应主要是生活保障效用、提供就业效用和医疗保障效用。农地社会保障价值指农地本身具有的养育功能、承载功能、蓄积和增值资产功能可以转化为农民的养老保障、就业保障、医疗保障和生活保障的可靠手段。
3、社会稳定功能与社会稳定价值
农用地生产出来的粮食和农副产品,不仅是我们生存的基础,也是工业、城市发展的基础。农用地是关系到我国经济和社会可持续发展的全局性战略问题,具有重要的社会稳定功能。农用地社会稳定价值指耕地为社会提供粮食稳定作用而产生的社会稳定功能所具有的价值。
4、生态功能与生态价值
农用地的生态功能主要表现为防止土壤侵蚀、涵养水源、调节微气候、净化水质、净化空气等方面。若农用地生态环境遭到破坏则整个生态系统将失去平衡,造成严重的生态问题。农地的生态功能对应生态价值,农地的生态价值指农地的合理利用能够改善生态环境,促使资源的可持续利用。
(二)土地机会成本的计量
本文中,农地机会成本的计量通过分别计量与农地各功能对应的农地自然质量价值、农地社会保障价值、社会稳定价值与生态价值来实现。
1、农地自然质量价值的计量
本文采用收益还原法计算农地的自然质量价值。收益还原法的基本思想是:把购买农用地作为一种投资,农用地能够通过种植农作物等获取收益,收益的高低直接影响农用地的价格,影响到农用地发生用途转变时应给予的补偿额。计量公式为:P=×1-其中P为农地经济产出价值量化值;a为农地年纯收益;r为土地还原率;n为土地使用年限。
公路建设项目占用农地后,其农业产出功能将永久丧失。因此,对于农地机会成本的考虑,应用无限年期的计算方法,即n∞,因此该公式计算农地经济产出价值P1时,该公式可表示为:P=。
2、农地社会保障价值P2的计量
计算农用地的社会保障价值我们可以参照城镇社会保障体系来计算,即体现出农用地对农民的生活、就业、医疗等方面的保障价值。
(1)单位农地养老保障价格V1的计算。首先测算出各年龄组人均养老保障价格。农地社会保障价值中的养老保障价值可用每亩所供养的农业人口的养老保险总额来近似计算。保险费率采用原中保人寿个人养老保险费率。
可按下式计算每人养老保险费趸缴金额:
Yj=(Yjm×Bj+Yjw×Cj)×Mji/Mjo
其中Yj为j年龄组人均养老保障价格;Yjm为j年龄组男性公民保险费趸缴金额基数;Yjw为j年龄组女性公民保险费趸缴金额基数;Bj为j年龄组男性人口占j年龄组总人口的比例;Cj为女性人口占总人口的比例;Mji为j年龄组农民基本生活费(月保险费领取标准);Mjo为j年龄组月保险费基数(取100)。
单位农地养老保障价格V1计算公式如下:
V1=Yj×每亩所承载的农村人口数×比例系数=Yj×比例系数/人均耕地数量
式中:比例系数==
(2)单位农地医疗保障价格V2的计算公式如下,比例系数意义同上。
V2=
(3)单位农地就业保障价格V3的计算公式如下:
V3=
用最低生活保障金乘以时间和比例系数除以人均耕地数来计算就业保障价格,比例系数意义同上。
(4)每亩农用地社会保障价格P2的量化公式如下:
P2=
3、农地社会稳定价值P3的计量
可以依据替代原则,采用间接的方法对社会稳定功能进行量化。耕地开垦费可以作为社会稳定功能的量化值,这是因为耕地开垦费是对占用耕地的价值补偿。耕地开垦费的收缴是确保我国耕地总量动态平衡的经济手段,实现耕地总量动态平衡,是整个社会粮食安全的基础。对于一般易垦荒地来说,预计开垦后前四年虽有成效,但不明显,一般从第五年起才开始发挥效益。因此,考虑形成成熟的土壤肥力的投入因素和开垦前四年的收益损失,设耕地开垦年平均投入水平为T元/亩,产出水平为P元/亩,还原利率取近几年平均利息率约为R。
则五年开垦耕地投入的折现值为:
V1=T++++
四年收益损失折现值为:
V2=+++
农地社会稳定价格为P3=V1+V2。随着土地开发整理的深入和社会对耕地需求的增加,土地后备资源日益减少,土地开垦难度日益加大,耕地开垦费用将日益增高。
4、生态价值P4的计量
农地生态价值也叫农地环境价值,指农地对景观生态系统的功能性价格,包括维护生态平衡、促使生态系统良性循环等功能的价格。农地被建设项目占用后,不仅意味着土地利用方式、土地权属的转移,而且意味着农地资源永久地从农业领域中退出,农地资源的丧失,也意味着原生态功能的消失。农用地生态价值评估是指通过一定的手段,对农地生态(包括组成农地生态的要素、农地生态质量)所提供的物品或服务进行定量评估,并以货币的形式表现出来。
5、单位农地的机会成本P的计算公式为:P=P1+P2+P3+P4
四、结论
公路建设项目占地机会成本的计量合理与否直接影响到项目经济评价结果的合理程度,进而影响项目的可行性。由于传统公路建设项目占地机会成本在测算过程中只考虑土地的直接经济损失,基于土地综合价值的考虑,本文主张构建包括土地全功能的公路建设项目占地机会成本计量模型,该模型可以使得由于项目占地导致的社会及国民经济损失的正确测算趋于合理,可完善项目国民经济评价。同时,由于该计量对项目的负面影响做了更全面的考虑,会直接影响项目国民经济评价的指标。对失地农民的补偿提高会直接影响项目造价,提高征地补偿费用在项目造价中的比例,会对项目财务评价的相关指标产生直接影响。因此,项目方必须积极探索新的投融资方式。
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