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生态系统服务的概念在20世纪60年代首次提出（King，1966）。Study of critical environmental problems（SCEP）（1970）随后在其《人类对全球环境的影响报告》中使用了“Environmental services（环境服务）”这一概念，与此同时其列举了自然生态系统对人类的环境服务功能，具体包括害虫控制、气候调节、水土保持、土壤形成、及物质循环等方面。Holdren和Ehrlich（1974）将其拓展为“Global environmental services（全球环境服务功能）”，并在环境服务功能体系中增加了生态系统维持土壤肥力和物种基因库的功能。随后Ehrlich等（1977）又提出了“全球生态系统公共服务”，后来逐渐演变为“Nature's services（自然服务）”（Westman，1977），最后Ehrlich和Ehrlich（1981）对上诉相关概念进行了梳理和统一，首次提出了“Ecosystem services（生态系统服务）”。20世纪90年代以后关于生态系统服务的研究逐渐增多，不同的学者和组织对生态系统服务的定义有不同的描述，其中代表性的定义有以下四种：Daily（1997）认为，生态系统服务是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，而且维持了人类赖以生存和发展的生命支持系统，具体包括物质生产、农业害虫的控制、产生和更新土壤和土壤肥力、植物授粉、废物的分解和解毒、缓解干旱和洪水、稳定局部气候、缓解气温骤变、风和海浪、支持不同的人类文化传统、提供美学和文化、娱乐等。Costanza等人（1997）在Nature上发表的文章中将生态系统提供的各种商品和服务统称为生态系统服务，即人类直接或间接从生态系统功能（Ecosystem functions）中获得的收益，并将生态系统服务具体分为17种类型，每种类型又对应着一种或多种生态系统功能。Cairns（1997）从生态系统特征的角度考虑，将生态系统服务定义为对人类生存和生活质量有贡献的生态系统产品和生态系统功能。与Daily的观点相似，De Groot等人（2002）认为生态系统服务是自然过程及其组成部分提供的产品和服务，满足人类直接或间接需要的能力，并从生态系统功能的角度出发，将生态系统服务分为四大类，即调节功能、栖息地功能、生产功能和信息功能。MA（2005）报告中基本认同了Costanza的观点，认为生态系统服务是人类从生态系统获取的各种利益，并将生态系统服务归为四大类，即支持服务、调节服务、供给服务和文化服务。随着人们对生态系统服务的深入研究，2011年，最新的Common International Classification of Ecosystem Services（CICES）分类系统区分了中间服务和最终服务，认为支持服务是通过供给服务、调节服务和文化服务间接地影响人类福祉，其价值已经体现在这三类服务之中（Haines－Young and Postschin，2011）。因此，其把生态系统服务分为供给服务、调节与维持服务和文化服务三大类（见表1－1）。
我国关于生态系统服务的研究相对较晚，在20世纪90年代后才有学者将其内涵和价值评价方法引入中国，国内有关生态系统服务的研究随之有了较大发展。根据国外对“生态系统服务”表述方法的不同而在国内有不同译法，据此我国学者在翻译的时候也出现了不同，其中“Ecosystem services”（Daily，1997；Costanza et al．，1997）被译作“生态系统服务”（谢高地等，2001；张志强等，2001），“生态系统服务功能”（欧阳志云和王效科，1999；赵同谦等，2004）或者“生态服务功能”（李锋和王如松，2004）。这几个名称在国内都有使用，目前国内使用最为广泛的是“生态系统服务功能”（欧阳志云等，1999）。然而，“生态系统服务功能”这种译法的合理性受到了质疑，谢高地等（2006）认为，为与国际称法保持一致，同时考虑到名词结构的合理性，将“Ecosystem services”译为“生态系统服务”更为恰当。Costanza和MA的定义强调的是人类获得的收益，并非产生这些收益的功能和过程，而“生态系统服务功能”的译法容易将“服务”和“功能”两个不同的概念混淆。
在早期的研究中，不少研究者常常将生态系统服务（Ecosystem services）与功能（functions）的含义混淆，没有将“功能”与“服务”区分开，造成多项价值的重复计算。例如Costanza等（1997）就将避难所（refugia）和营养循环（Nutrimental cycling）等功能作为服务衡量，造成对食物供应、净水等服务的重复计算。对此，De Groot等（2002）认为一个生态系统是由特定的生物与非生物组成的，形成的一定的结构。各组成相互作用，形成了持续不断的能量流、物质流等过程。在这些过程中，生态系统得以体现提供栖息地、供应物质、调控环境的功能。各项功能或独立、或联合作用，为人类社会提供服务（包括产品）。但这样的环境供应只是生态系统的功能，只有当这些功能产生为人类带来利益的作用，才能形成服务。一般来讲，生态系统功能侧重于反映生态系统的自然属性，而生态系统服务则是侧重于反映人类对生态系统功能的需要、利用和偏好（冯剑丰等，2009）。生态系统服务是由生态系统功能产生的，生态系统服务与生态系统功能有对应的关系，但两者之间并不一定存在一一对应的关系。一种生态系统服务可能是由多种生态系统功能所共同产生的，一种生态系统功能也可能产生多种生态系统服务（谢高地等，2001）（见图1－1）。考虑到本书的研究目的，本书沿用Costanza等人（1997）的定义，认为生态系统服务（Ecosystem services）是生态系统提供的各种商品（goods）和服务（services）的统称。
图1－1 生态系统级联框架
在生态系统分类上，国内外学者根据不同的研究目的将生态系统分为不同的类别。Oudenhoven等（2012）在区分生态系统属性、生态系统功能和服务的基础上，提出了一套综合的生态系统指标体系（12个属性指标、9个功能指标和9个服务指标）用以评估土地管理与生态系统服务供给之间的关系。我国学者与Costanza的分类相似，如欧阳志云等（1999）将生态系统服务功能分为可以商品化的功能（如食物供给、原材料供给）以及难以商品化的功能（如气候调节、水源涵养等）两大类。谢高地等（2008）认为生态系统服务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效用，并根据中国民众和决策者对生态服务的理解状况，在Costanza等（1997）的分类基础上将生态服务重新划分为食物生产、原材料生产、景观愉悦、气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保持、废物处理、生物多样性维持共9项。李琰等（2013）根据最终生态系统服务所产生的收益和不同层次人类福祉的关联，将生态系统服务划分为福祉构建、福祉维护与福祉提升三大服务类别。Wong等（2014）从生态系统的特征出发，在区别中间服务和最终服务的基础上，将湖泊生态系统分为水体净化、气候调节、水资源储存、粉尘控制、景观美化五类。
表1－1 主要生态系统服务内涵及分类
综上所述，由于生态系统的尺度和研究目的不同，生态系统服务可以存在多种分类方式（Costanza，2008；Fisher et al．，2009），关键取决于具体的评估环境和评估目的。目前学者们普遍认同MA分类体系中所包含的生态系统服务，但是在价值评价时倾向于将生态系统服务分为中间服务和最终服务，以最终服务的价值作为生态系统服务的总价值。无论是何种服务，只要对人类福祉产生贡献的都属于生态系统服务，在评价时应分开计算。
自20世纪60年代King（1966）首次提出生态系统服务的概念以来，许多生态学者和经济学家对全球或区域生态系统服务和价值进行了评价研究。对生态系统服务的评价方法主要有三种：物质量评价法、价值量评价法和能值评价法。物质量评价法主要是从物质量的角度对生态系统提供的服务进行整体评价；价值量评价法主要是从价值量的角度对生态系统提供的服务进行评价；能值评价法主要从人类和生态系统的整体出发对生态系统提供的服务进行整体评价。
物质量评价法是一种以物质量的角度展开而定量地对生态系统产生的服务给予说明的方法（赵景柱等，2004）。由于生态系统服务的可持续性从根本上取决于生态系统的生态过程，而生态系统的生态过程则取决于生态系统服务物质量的动态水平，因此，物质量评价能够比较客观地反映生态系统的生态过程，进而反映生态系统服务的可持续性。物质量评价法评估的生态服务结果相比而言还是相对客观的，所评估的生态系统服务不会因为稀缺性变动而发生大的变化。但是该方法也有一定的局限性，如所需数据量较大，在大尺度研究上往往不能实现；评估结果往往得不到足够的重视，对生态系统的保护和管理以及生态服务的可持续利用造成影响；运用这种方法得到的各种服务的单位和量纲是不一致的，无法实现各生态系统服务量的总和及相互比较（庞丙亮，2014）。
部分学者使用生态经济模型来评估栖息地改变对渔业产量的影响、授粉服务与粮食产量之间的关系、生态系统条件与空气质量之间的关系等（Ricketts et al．，2004；Barbier，2007；Cooter et al．，2013）。Qiu和Turner（2013）利用不同的模型对美国中西部地区的一个城市化的农业集水区的10种生态系统服务的物质量进行评估。另外，目前对生态系统物质量的评价运用最多的模型是由美国斯坦福大学、世界自然基金会（WWF）和大自然保护协会（TNC）联合开发的基于ArcGIS应用平台的InVEST（Integrated Valuation of Ecosystem Services and Trade－offs）模型（Crossman et al．，2013）。InVEST模型可以量化生态系统服务功能并以图的形式表达出来，通过模拟预测不同土地利用情景下生态系统服务功能物质量和价值量的变化，权衡人类活动对生态系统产生的效益和影响（杨园园等，2012）。目前，该模型已应用于中国白洋淀流域（白杨，2013）、密云水库流域（李屹峰等，2013）、太湖流域（Ai et al．，2015），美国俄勒冈州（Hoyer and Chang，2014）、亚马逊盆地（Tallis and Polasky，2009）、伯利兹（Clarke et al．，2015）等多个区域的生态系统服务功能评估。然而，该模型所能评估的内容还不够全面，仅能评估已有的模块，并且相对零散，比如在废弃物处理、非效用价值评估方面功能缺失（见图1－2）（Tallis and Polasky，2011）。因此，未来我们还需对该模型各模块的功能进行扩展与升级。
图1－2 InVEST模型结构
价值量评价法是一种以货币形式来呈现生态系统服务价值的方法。就目前而言，有两种方式对生态系统服务价值进行评估：一种是对生态系统服务自身的价值给予评价；另一种是评价生态系统服务变化所产生的影响的价值。随着人类社会的进步与发展，同时在自然生态环境的变化对人类社会和经济活动产生严重影响的背景下，人类对于生态服务价值的认识程度已经影响到相关社会决策的制定，因此生态服务价值评估工作既必要又重要（贾芳芳，2014）。该方法的优势在于：评估结果量纲一致，都是货币值，可直接用于加和、比较；评估结果用以度量生态系统的生态服务产出，与国内生产总值（GDP）进行对比，并易于纳入绿色GDP的核算体系中（郑德凤等，2014）。
目前，价值量评估法中主要评估方法有四种：直接市场法、替代市场法、模拟市场与效益转移法（Turner et al．，2010）。直接市场法包括市场价值法和生产函数法等，用来评估可以直接在市场交易的生态系统服务，如食物供给服务、原材料供给服务等。替代市场法又称揭示偏好法，包含旅行费用法、影子价格法及享乐价格法等，用来评估那些在市场中间接交易的服务，如废物处理、水源涵养等。模拟市场法又称陈述偏好法，包括条件评估法和选择模型法等，是通过假想的市场来评价那些不能通过市场进行交易的服务。效益转移法是指通过已有的研究，利用已有研究的均值或研究中建立的共性方程，来间接地获得实证研究案例结果。效益转移法具有速度快、花费小等优势，多用于较大的地理学尺度的分析（Wong et al．，2015）。生态系统服务价值评价方法多是建立在以人为中心的基础上的，人类的支付意愿会对生态系统服务产生严重影响，其结果有主观性与不确定性，而且由于各种评估方法均处在不断地完善与发展中，每种方法都存在优点与不足，因此，人们在评价时，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（赵海兰，2015）
在直接市场法的应用方面，Ruijs等（2013）利用直接市场法估算了欧洲中部和东部18个国家的农业总产值来表征区域的供给服务价值。Ruijs等（2015）利用农业收入产生的机会成本估算由于土地利用改变引起的生态系统服务价值的变化。Campagne等（2015）利用市场价值法计算了以地中海地区的海草作为指示生物的价值。秦伟（2009）运用机会成本，借助监测来评估陕西省的四面窑沟流域的退耕还林土壤保育价值。段锦等人（2012）运用市场价值法和机会成本法等，对有机物质生产、水资源供给、水力发电、内陆航运等价值进行了估算。江波等（2015）利用市场价值法评价了新疆维吾尔自治区博斯腾湖提供的淡水产品、原材料和淡水资源价值。
在替代市场法的应用方面，Dunse等（2007）利用享乐价格法研究了城市绿地对房地产的增值效应。研究发现，英国阿伯丁市的市属公园对房产价值的影响最大，其增值比例为10.1％，地区公园和景观绿地对房价存在不同程度的增值效应。夏宾等（2012）以调查了北京市城区15个公园周边76个居住小区的房地产资料，然后采用享乐价格法分析了公园对房地产价格的影响距离及其增值系数。
在模拟市场法的应用方面，Takatsuka等（2009）运用条件评估法评估了新西兰耕地的四种关键的生态系统服务：气候调节、水文调节、土壤保持和景观美化。Joo（2011）利用条件评估法对美国北卡罗来纳州的201户居民进行调查，评估了公众对水质提高的意愿价值。张翼飞（2008）以上海市城市内河——漕河泾为研究对象，构建该河流生态恢复的假想市场，通过条件评估法调查公众支付意愿，估算了公众对河流修复的意愿价值。史恒通和赵敏娟（2015）选择试验模型法，对渭河流域生态系统服务的非市场价值进行评估。
在效益转移法的应用方面，Aytursun等（2011）评价了生态系统脆弱地区土地利用变化对生态系统服务价值的影响。Aretano等（2013）利用Costanza（1997）等的研究成果，探讨了人们对景观变化的感知是否影响地中海小岛屿的生态系统服务价值。在国内，自谢高地（2008）在Costanza的生态服务价值表的基础上，提出了符合中国的生态系统服务状况的价值当量表后，许多学者参考这一方法在较大尺度下，对不同地区的生态系统服务价值进行了评估。黄湘等（2011）采用谢高地的中国生态系统服务价值当量因子表，并结合西北干旱地区4个典型流域的实际情况，利用粮食产量修正法对研究区的生态系统服务价值系数进行修订，估算1994—2005年4个流域的生态系统服务价值。杨洁等（2015）也采用了同样的修正方法，分析了吉林省辽河流域23年的区域生态系统服务价值对土地利用变化的响应。Peng等（2015）采用谢高地的中国生态系统服务价值当量因子表，基于遥感数据和ArcGIS分析平台评估了成都市土地利用变化对生态系统服务价值的影响。
能值（Emergy）是指一流动或储存的能量所包含另一种类别能量的数量，即资源、产品或劳务形成过程中直接或间接投入应用的一种有效能总量，实质上能值就是包被能（Odum，1996；蓝盛芳等，2002）。能值分析用于生态系统价值评估的优势在于可以将流动和贮存在生态自然系统和生态经济系统中的不同质和量的能量转化为统一标准的太阳能值，反映和比较生态系统中不同等级的能量的真实价值与贡献（王玲和何青，2015）。Vassallo等（2013）利用能值分析评估了地中海海草的经济价值。李丽锋等人（2013）以双台河口湿地为对象，利用能值评价法对调节服务价值、文化服务价值进行了估算，证明了能值分析理论对生态价值评估具有较高的可参考性。然而，能值评价法中还没有一套完善和合理的生态价值评估指标体系，且能值转换率的计算需要对生产该产品的系统作能值分析，用系统消耗的太阳能值总量除以产品的能量而求得，而某种能量的单位转换率受太阳能转化的影响较大，很难用太阳能焦耳来度量，计算难度较大（刘兴元，2011）。
随着人们对生态系统服务研究的深入，近年来，国外研究已经由单纯对生态系统服务价值的评估转移到研究各价值之间的相互关系，其中以权衡与协同关系研究较多。由于生态系统服务种类的多样性、空间分布的不均衡性以及人类使用的选择性，生态系统服务之间的关系出现了动态变化，表现为此消彼长的权衡、相互增益的协同等形式。权衡（trade⁃off）是指某些类型生态系统服务的供给，由于其他类型生态系统服务使用的增加而减少的状况。协同（synergies或co－benefits）是指两种或多种生态系统服务同时增强的情形（李双成等，2013）。一些地区的研究案例表明，多种生态系统服务之间存在着协同或权衡的关系。如Peterson等（2003）对美国威斯康星州北部高原湖泊的研究发现，随着湖岸建筑不断增加，湖泊开发使得沿岸经济增长，湖岸的文化服务功能加强，但湖泊的产品供给服务功能下降，调节功能也受到影响。饶胜等（2015）运用极值法构建了正蓝旗草地生态系统服务的权衡利用模型，以生物量作为决定生态系统服务价值的关键变量，对区域草地的供给服务价值和防风固沙价值进行了权衡分析，以实现草地生态系统的价值最大化。Raudsepp－Hearne等（2010）对12种生态系统服务进行聚类分析，确定了6类生态系统服务簇，发现供给服务与调节服务和文化服务之间存在着权衡关系。Qiu和Turner（2013）利用因子分析来确定10个生态系统服务之间的权衡和协同关系。结果表明，多数生态系统服务之间存在着协同关系，而粮食生产与水质之间存在着权衡关系。尽管粮食生产与水质之间存在权衡关系，但从空间上来看，有些区域两者之间是正相关的，说明粮食生产与水质之间的权衡在某些地方是可以改善的。Geneletti（2013）通过权衡曲线来表达不同政策下不同生态系统服务之间的权衡关系。Onaindia等人（2013）在评估生态保护区的生物多样性、固碳和水流调节价值的基础上，分析了三者的权衡关系，发现松树和桉树种植园会促进生态系统服务的供给，但对生物多样性产生负面影响。Lu等（2014）利用统计的参数均方根偏差作为一个指标来量化在不同降水梯度和树龄下的两种生态系统服务之间的权衡，并利用双因素方差分析比较了这些权衡之间的潜在差异。
可见，生态系统服务的权衡分析是生态系统服务研究，尤其是生态系统服务与经济社会发展融合研究的重要基础。在区域尺度上，为了避免以牺牲多种生态系统服务的代价来换取某一种特定服务，人们迫切需要对作为区域复合生态系统中最重要的不确定性因素的土地覆被的变化及其所带来的相关多种生态系统服务价值的改变进行综合、合理的管理、调节和权衡，以便深入了解不同服务相互关联的作用因子和作用机制，准确分析比较它们之间的关系，指导人类合理开发利用自然资源。
生态补偿（Eco－compensation）是一种以保护生态服务功能、促进人与自然和谐相处为目的，根据生态系统服务价值、生态保护成本、发展机会成本，运用财政、税费、市场等手段，调节生态保护者、受益者和破坏者经济利益关系的制度安排（王金南等，2006）。生态补偿的目的是可持续地利用生态系统服务，其主要通过经济手段来调节相关者的利益关系（赵云峰，2013）。
在国内外，生态补偿的定义有狭义和广义之分。狭义的生态补偿强调的是资源的外部性，也叫外部生态补偿，是指政府对在恢复与重建生态系统、修复生态环境的整体功能、预防生态失衡和环境污染治理过程中所发生的成本费用给予合理经济补偿的总称（张焱秋，2011）。狭义的生态补偿相当于国外的生态系统服务付费，即Paymentfor Ecosystem Service（PES）或Payment for Eeosystem Benefit（PEB）的概念。Cuperus等提出生态系统服务付费是对在发展中对生态功能和质量造成损害的一种补助。提供这些补偿的目的是提高受损地区的环境质量或者用于创建新的具有相似生态功能和环境质量的区域（Cuperus et al．，1996）。当前国际上较为认可的是Wunder提出的定义，他指出生态系统服务付费是一种市场化的保护机制，需要满足五个条件：自愿交易行为；定义明确的生态系统服务；至少有一个服务购买者；至少有一个服务提供者；当且仅当服务提供者保证提供生态系统服务（Wunder，2005）。Engel等（2008）在Wunder定义的基础上强调生态系统服务的外部性会造成其管理不善，PES可将具有正外部性的生态系统服务内部化。Farley（2010）认为生态系统服务付费是以市场机制管理生态系统服务的交易，是提升生态保护效率的一种手段。我国学者庄国泰等人认为征收生态环境补偿费是对自然资源的生态环境价值进行补偿，并非国内一些部门征收的资源税，以此才可以把生态破坏的外部不经济性转化为企业内部的不经济性，促使其加强对生态环境的保护。征收生态环境补偿费的核心是通过经济动力促使破坏环境者控制自身的活动，以达到一定的环境目标（庄国泰等，1995）。赵雪雁和徐中民（2009）认为生态系统服务付费既是一个非常有效的激励机制，也是一个很有效的筹资机制。只要这种保护工作可以增加能被商品化或交易的生态服务供给，那么这些保护区就可以从生态系统服务付费中获得很大的收益。游彬（2008）指出，生态服务付费是以有效保护和可持续利用生态环境服务为目的，以市场化运作为导向，以经济手段为主要调节方式，对为恢复和维持生态环境服务功能而牺牲发展机会的个人、单位及地区进行合理的各种经济补偿，从而平衡生态保护各利益相关者之间的利益关系，以实现经济、生态与社会全面可持续发展。政府既是在市场机制下与其他经济实体平等的生态服务购买者，也是生态服务付费市场机制有效运行的推动者、协调者及保障制度的提供者，而不是行政命令的强制执行者。
随着社会经济的进一步发展，以及生态危机的频繁发生，生态补偿的目的更加清晰，广义生态补偿的定义逐渐代替狭义生态补偿的定义而被广泛采纳。广义的生态补偿，既包括对破坏生态系统和自然资源造成损失的赔偿，也包括对那些为保护和恢复生态环境及其功能而付出代价、做出牺牲的单位和个人进行的经济补偿。因此，生态补偿可以理解为生态服务的付费、交易、奖励或赔偿的综合体（姜宏瑶，2010）。生态补偿可以是对破坏的区域进行生态改善，也可以是建造新的栖息地（Villarroya ＆Puig，2010）。毛显强认为生态补偿是指通过对损害（或保护）资源环境的行为进行收费（或补偿），提高该行为的成本（或收益），从而激励损害（或保护）行为的主体减少（或增加）因其行为带来的外部不经济性（或外部经济性），以达到保护资源的目的。生态补偿是一种外部成本内部化的环境经济手段，其核心问题应包括“谁补偿谁”“补偿多少”和“如何补偿”等（毛显强等，2002）。蔡邦成等（2005）指出生态补偿是对生态环境保护、建设者的一种利益驱动机制、激励机制和协调机制。其不仅是对环境负面影响的一种补偿，也是对环境正面效益的奖励，涉及的范围包括项目建设、政策、规划、生态保护等多个方面。生态补偿的核心是政府利用行政或市场手段，依据生态系统服务价值、生态保护成本、发展机会成本，对生态系统和自然资源保护所获得效益的奖励或破坏生态系统和自然资源所造成损失的赔偿（中国生态补偿机制与政策研究课题组，2007）。
总的来说，生态补偿内涵主要包括三个方面：一是生态补偿的目的是保护和可持续地利用生态系统服务；二是生态补偿的对象是遭受人为破坏的生态环境的恢复与治理；三是生态补偿的方式是辨明生态环境破坏与保护的行为及其主体，采取针对性的惩罚或补偿措施。