CN1808480A - 一种生态系统服务功能的最优评估方法 - Google Patents

Abstract

本发明涉及一种生态系统服务功能的最优评估方法，涉及生态系统评估及相关领域。在将生态系统划分为不同的生态子系统的基础上，根据对生态系统及其生态子系统的合理保护要求，来建立相关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型，求出整个生态系统服务价值的最大值以及此时相关生态子系统的面积和服务价值，作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，最后再将计算的实际整个生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划得出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，实现对生态系统服务功能的最优评估，该评估方法具有合理、简单、易于应用等特点。本发明进一步涉及实现这种方法的技术。

Description

一种生态系统服务功能的最优评估方法

技术领域    本发明涉及生态系统管理及相关领域，用于对生态系统服务功能进行评估，实现对生态系统的科学管理。

背景技术    对生态系统的服务功能进行评估是通过制定科学的策略对生态系统实施保护和开发的重要手段，近年来受到了世界各国的广泛关注，而寻找科学、合理和实用的评估方法是实施这种评估的关键。由于生态系统在全球生态环境保护中占有重要的地位，因此寻找这样的方法，对于确定生态系统的保护和开发的规划及策略、保护生态系统的服务功能具有重要的意义。

生态系统服务功能价值的货币化评估近年来受到了广泛关注，通常采用的评估方法是对不同时期的生态系统服务价值进行比较，来确定生态系统服务功能优劣的变化，但是这种评估方法本身存在严重的缺陷。首先，对于具有保护和开发双重任务的生态系统来说，由于缺乏用科学方法制定的统一比较标准，而仅仅用不同时期的生态系统服务价值之间的比较，很难确定生态系统是否满足在保护和开发方面预定的要求；其次，有些生态系统的规模或大小是在不断变化的，例如，由于自然淤积，滩涂湿地生态系统的规模是在不断扩大的，所以仅仅用不同时期的滩涂湿地生态系统的服务价值之间的比较，就很难客观判定滩涂湿地生态系统服务功能优劣的变化，因此，现有各种生态系统服务功能的评估方法不能适应科学地对生态系统服务功能优劣变化的评估需求，必须寻找新的评估方法。

关于评估生态系统服务功能的研究已有大量报告，但这些研究的重点大多集中在对生态系统不同类型的覆盖的面积变化以及相关生态服务价值变化的分析计算和相互比较上，由于缺乏进行科学比较的标准，运用现有的评估方法不可能根据对生态系统预定的要求制定科学保护策略，也不可能通过定量分析计算来对生态系统服务功能进行客观评估，导致这一问题出现的主要原因是：并不知道实际生态系统服务功能究竟应该与什么样的参照标准进行比较，由于缺乏统一的比较标准，通常对不同时间的生态系统服务功能的价值进行比较的方法，根本就不可能对生态系统的服务功能进行客观评估。

总之，在世界范围内，为生态系统寻找科学、合理和实用的服务功能评估方法一直是生态系统研究领域中面临的一个难题，这个问题的解决对于为生态系统制定相应的管理策略具有重要的意义和价值，国内外的学者对此己进行了大量的探索，但未见取得实质性进展。

本发明的目的是在将生态系统划分为不同的生态子系统的基础上，根据对生态系统及其生态子系统的合理保护要求，来建立相关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型，求出在整个生态系统的服务价值为最大值时相关的生态子系统的面积和服务价值，并把该面积和服务价值作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，最后再将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，实现对生态系统服务功能的最优评估，该评估方法具有合理、简单、易于应用等特点。发明内容本发明认为生态系统服务功能的科学评估主要取决于如何制定评估标准以及如何实施静态评估和如何实施动态评估等三大关键问题的解决。因此，在通过对生态系统及其子系统的合理保护要求进行分析的基础上，可以建立与对生态系统进行保护和开发有关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型，并且选择若干个量取最优值作为最优规划的目标(例如可以取生态系统创造的服务价值为最大值作为最优规划的目标)，求出在达到最优规划的目标时(例如整个生态系统的服务价值达到最大值时)相关的生态子系统的面积和服务价值，作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，并定义与此有关的一系列评估指标，将评估划分为仅仅与某一时刻有关的静态评估和与不同时刻有关的动态评估，来计算将实际整个生态系统及相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划得出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较时，这些评估指标的具体数值，最终实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估。因此，根据对生态系统及其生态子系统的合理保护要求，来建立相关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型，求出在整个生态系统的服务价值为最大值时相关的生态子系统的面积和服务价值，并把该面积和服务价值作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，最后将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，根据定义的一系列评估指标，实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估，成为本发明的重要特征。

本发明的生态系统服务功能的最优评估方法如下：

首先，通过对利用卫星遥感技术获取的卫星影像的解译，来完成对生态系统覆盖或地类的识别和面积的分析计算；再将生态系统覆盖或地类划分为自然生态子系统和人为生态子系统，并根据计算的两种生态系统及相关地类的面积及所创造的生态服务价值、相关的约束条件，通过最优规划模型求出在整个生态系统的服务价值为最大值时相关的生态子系统的面积和服务价值，并把该面积和服务价值作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，最后将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，根据定义的一系列评估指标，实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估。

本发明的生态系统服务功能的最优评估方法主要包括四个步骤，首先完成对生态系统覆盖或地类的识别和面积的分析计算；其次计算地类及相关的生态系统所创造的生态服务价值；然后再通过在地类面积、生态服务价值和约束条件上建立的最优规划模型，并通过相关的解法求出在整个生态系统的服务价值为最大值时相关的生态子系统的面积和服务价值，并把该面积和服务价值作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准；最后将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，根据定义的一系列评估指标，实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估。

下面以江苏省大丰市滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估为例，来说明生态系统服务功能的最优评估方法，但本最优评估方法适用于任何生态系统服务功能的最优评估是本发明的重要特征。

江苏沿海滩涂资源的开发历史悠久，这种开发对区域经济发展起到了积极的作用，但是近年来随着区域经济快速发展，对滩涂资源的开发速度也随之加快，特别是20世纪八十年代以来，沿海滩涂大量被缺乏科学依据的开发，损害了滩涂生态系统的服务功能。由于滩涂是维持沿海生态环境的重要资源，在湿地保护中占有重要的地位，与其它湿地生态系统相比较，滩涂湿地的面积是在随淤积过程中动态增加的，具有更强的自我恢复功能，因此运用最优评估方法，对滩涂湿地生态系统服务功能进行评估，制订科学合理的最优保护和开发规划，对滩涂资源的可持续利用，保护滩涂生态系统的服务功能具有重要的意义。

自然概况

大丰市滩涂湿地位于东经120°49’，北纬33°05’，海拔1-4米，为典型的黄海滩涂湿地，物种丰富多样，具有显著的生态价值和经济价值。本区域滩涂属黄海中淤涨性平原，地势平坦，土质为壤质，ph值为7.7-8.8，0-60cm土层含盐量为0.04-1.13％，为滨海盐土亚类。该地带具有明显的海洋性和季风性的气候特征，属亚热带暖湿带的过渡地带，夏季多东南风，冬季多西北风，季风交替形成干湿、冷暖多变的气候，年均气温14.1℃，相对湿度80％左右，年均降雨量1068mm，无霜期217天。

本区域为典型的黄海滩涂湿地，由林地、草滩、沼泽地和盐裸地组成，地势平坦，从陆地到海水，主要植被类型有：由茵陈篙和狗尾草等组成的半熟地和抛荒地植被、落叶阔林及疏灌林植被；由盐渍化土草甸和盐土草甸组成的盐生草甸；由芦苇和水藻组成的沼泽植被、水生植被。

该区域是许多野生动物的栖息地，有国家重点保护鸟类23种，其中包括丹顶鹤等国家一级保护鸟类4种，其余二级保护鸟类19种，兽类12种，其中包括国家一级保护动物麋鹿，两栖爬行类动物27种，昆虫599种，鱼类156种，鸟类315种，物种资源十分丰富。

滩涂湿地开发利用的分析

对滩涂湿地生态系统服务功能进行最优评估，首先必须进行滩涂湿地开发利用的分析，利用卫星遥感技术对滩涂地类的面积进行分析计算是实现这种分析的重要手段之一，对近海湿地及盐土的遥感分析相当复杂，尤其是盐土的辐射，使植被的可解译性大为降低，复杂的光谱散射现象使不同地类的区分较为困难，因此我们采用了人工目视解译、科学布设训练样区、计算机分类辅助解译的方法解决了这个问题。遥感解译采用的卫星影像为1984年、1997年、2002年的轨道号为11937的陆地7号卫星影像和陆地5号卫星影像，其覆盖了上述评估区域。

遥感影像的解译主要包括四个步骤，首先对原始影像进行几何校正、线性拉伸增强等预处理，其次根据野外实地调查的情况确定相应的耕地、养殖等地类的解译标志，并且选定用于影像分类解译的训练样区，然后再利用遥感影像处理软件对影像进行人工目视解译，从中提取耕地、林地、草地、水面、养殖、堤、裸地、居民用地以及盐田等地类的面积信息，并用人工的方法对解译结果进行检验，并进行必要的修正，生成包含所有地类的矢量化解译图件，再用地理信息系统对不同年份的解译图件中所有地类的面积进行分析计算，并将计算的结果用于对滩涂生态系统服务价值的计算。

滩涂湿地生态系统的服务价值的计算

计算方法采用了Costanza等人1997年在第387期《自然》杂志上介绍的方法，首先按单位面积对滩涂中的每一种地类的生态服务功能的价值进行估算，然后再计算出相关地类的所有面积的总价值，最后用同样的方法计算所有地类的价值，并且求和作为整个滩涂生态系统的服务价值。由于Costanza方法的估算是基于全球系统的，将其应用到滩涂生态系统服务价值的计算上可能会有一些误差，但是在长达18年的时间内，对不同时期的生态系统服务价值采用同一种方法进行计算，并且比较之间的差异，对这种误差可以不予考虑。滩涂生态系统服务价值可以用下式进行计算：

$V=\underset{i=1}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{A}_i\×P_i;$

式中，V为研究区域生态系统的总服务价值(US$)；i＝1，…，11依次表示滩涂利用类型为：耕地，林地，养殖，裸堤，林堤，居民，盐田，草地，裸地，围滩，围水；Pi是类型为i的生态系统服务总价值；Ai为与Pi有关的面积(km²)。

这里的滩涂利用类型为耕地是指滩涂经过开发后用于种植农作物；养殖是指滩涂用于水产养殖；林地是生长林木的土地；居民指居民点用地；裸地指已经围垦的滩涂，由于割断了它与海水的联系，从卫星上观察，其光谱特性几乎等同于有少量植被的裸地；草地是指在滩涂上自然生长的植被，包括芦苇；裸堤是指用于围垦滩涂的堤，但堤上没有林木，相当于裸地；林堤是指围垦滩涂的堤，但堤上有林木；围滩指己围垦的草滩或滩涂；围水指已围垦的水面。对于没有现成服务系统价值的地类服务价值的计算，是通过将有关地类的卫星光谱与已有服务价值的地类光谱进行对比分析，并结合实地调查，再根据经验确定的。

用于对滩涂湿地生态系统服务功能最优评估的最优规划模型

对滩涂湿地生态系统服务功能最优评估的关键是建立最优规划模型，求出在整个生态系统的服务价值为最大值时相关的生态子系统的面积和服务价值，并把该面积和服务价值作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，可以选择任何可行的最优规划模型，为说明原理方便，这里以线性规划模型为例。首先定义线性规划变量：X₁为耕地面积；X₂为林地面积；X₃为养殖面积；X₄为裸堤面积；X₃为林堤面积；X₆为居民面积；X₇为盐田面积；X₈为草地面积；X₉为裸地面积；X₁₀为围滩面积；X₁₁为围水面积。其次再定义目标函数为生态服务价值取最大值的函数。最后根据许多专家在江苏省沿海滩涂开发规划(1998～2000年)中共同提出的滩涂生态环境建设指标，并结合具体情况，定义相关的约束条件如下。

(1)所有线性规划变量X_i之和应等于滩涂总面积： $\underset{i=1}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i=\mathrm{SA};$

(2)林牧区、淡水鱼区以及林堤的林木覆盖率应该达到总面积的20％：X₂+X₅≥0.2×SA；

(3)地面植被覆盖率应该达到总面积的57％左右：X₁+X₈+X₉+X₁₀≥0.57×SA；

(4)淡水水面覆盖率可以达到总面积的17％左右：X₃+X₁₁≥0.17×SA；

(5)上述三者再加裸堤的面积合计应该达到总面积的90％，这样才能保证滩涂生态环境有一个较大的改善：X₁+X₂+X₃+X₄+X₅+X₈+X₁₀+X₁₁≥0.9×SA；

(6)滩涂位于国家自然湿地保护区，自然生态系统创造的服务价值不应小于人为生态系统创造的服务价值： $\underset{i=1}{\overset{7}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\×P_i-\underset{i=8}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\×P_i\≤0;$

(7)滩涂位于国家自然湿地保护区，自然生态系统的面积也不应小于人为生态系统的面积：

$\underset{i=1}{\overset{7}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i-\underset{i=8}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\≤0;$

(8)所有线性规划变量X_i均不应小于0，既有：X_i≥0(i＝1，…，11)；

最终可得大丰滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估的线性规划模型如下：

$\mathrm{Max\; V}=\underset{i=1}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\×P_i;$

s.t.：

X₂+X₅≥0.2×SA；       …………………………………………………………………(1)

X₁+X₈+X₉+X₁₀≥0.57×SA；     ………………………………………………………(2)

X₃+X₁₁≥0.17×SA；        ………………………………………………………………(3)

X₁+X₂+X₃+X₄+X₅+X₈+X₁₀+X₁₁≥0.9×SA；………………………………………(4)

$\underset{i=1}{\overset{7}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\×P_i-\underset{i=8}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\×P_i\≤0;\·\·\·\left(5\right)$

$\underset{i=1}{\overset{7}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i-\underset{i=8}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i\≤0;\·\·\·\left(6\right)$

X_i≥0(i＝1，…，11)；……………………………………………………………(7)

$\underset{i=1}{\overset{11}{\mathrm{\Σ}}}{X}_i=\mathrm{SA}.\·\·\·\left(8\right)$

在对上述线性规划模型的求解过程中，有时由于约束条件较多或不同，可能会出现无解，即无法计算出优化分析结果的情况。此时，可以通过减少约束变量并动态调整约束条件的方法来消除无解。具体方法是将一些相对固定而在实际中又无需进行调整的变量用它们现有的数值代入(如：将变量X₄，X₅，X₆，X₇，X₁₀和X₁₁的当前值代入)，并对原线性规划模型进行化简，使线性规划模型的变量减少为对保护与开发有重要影响的4个：耕地、林地、养殖和草地，然后再通过动态调整约束条件中耕地的下限对线性规划模型求解。这里采用了一种动态改变约束条件下限的方法来求解该模型，即通过不断改变耕地面积的下限来尝试线性规划模型在有解时，此下限达到的最大值，从而解出整个线性规划模型。这一求解过程说明，在大丰滩涂湿地保护和开发中，滩涂湿地保护与开发的约束条件对最大允许开发的耕地面积具有明显的限制，超过这个限制线性规划模型就会无解，而在实际中相应的滩涂湿地的保护和开发策略就不可行。根据上述方法，给出1984年，1997年和2002年三个年度大丰市滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估的线性规划模型如下。

1984年度线性规划模型

Max V＝0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃+2.32X₈

s.t.：

0.1X₂≥59.15

X₁+X₈≥120.75

X₃≥3.45

0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃-2.32X₈≤5.37

X₁+X₂+X₃-X₈≤91.01

X₈≥0

X₁≥43.16

X₁+X₂+X₃+X₈＝187.05

1997年度线性规划模型

Max V＝0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃+2.32X₈

s.t.：

0.1X₂≥69.55

X₁+X₈≥193.99

X₃≥55.69

0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃-2.32X₈≤12.26

X₁+X₂+X₃-X₈≤21.77

X₈≥0

X₁≥50.11

X₁+X₂+X₃+X₈＝328.94

2002年度线性规划模型

Max V＝0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃+2.32X₈

s.t.：

0.1X₂≥102.90

X₁+X₈≥284.25

X₃≥84.97

0.92X₁+2.61X₂+0.004X₃-2.32X₈≤14.01

X₁+X₂+X₃-X₈≤17.97

X₈≥0

X₁≥43.16

X₁+X₂+X₃+X₈＝485.53

根据上述线性规划模型，可以计算出1984、1997和2002三个年度大丰市滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估的最优规划方案及各种覆盖的最优比例。

大丰滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估

整个生态系统服务功能的最优评估分两个步骤进行。首先对与生态系统服务功能有关的服务价值进行评估，其次是对与生态系统服务功能有关的生态系统的面积进行评估。在评估的内容上包括对自然生态子系统的评估，人为生态子系统的评估和对其它生态子系统的评估，以及最后对整个生态系统的评估。在此基础上，又可以将优化评估分为静态评估和动态评估，静态评估是指仅仅对每一个单独年份或时期的生态系统进行评估，动态评估是指在静态评估的基础上，进一步评估不同年份或时期之间各项评估指标的变化情况，评估方法概述如下。

静态评估

首先，令ESSV_ij为在第j年对生态子系统i创造的生态服务价值的最优评估：

${\mathrm{ESSV}}_{\mathrm{ij}}=\frac{{\mathrm{RV}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}{{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}$

其中RV_ij为在第j年生态子系统i所创造的实际服务价值，OPV_ij为在对整个生态系统进行最优规划时，在第j年生态子系统i所创造的生态服务价值。

其次，令ESSS_ij为在第j年对生态子系统i的面积的最优评估：

${\mathrm{ESSS}}_{\mathrm{ij}}=\frac{{\mathrm{RS}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPS}}_{\mathrm{ij}}}{{\mathrm{OPS}}_{\mathrm{ij}}}$

其中RS_ij为在第j年生态子系统i所具有的实际面积；OPS_ij为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年生态子系统i所具有的面积。

第三，首先假定在对整个生态系统评估时，考虑生态系统由n个生态子系统构成，再令ETSV_j为在第j年对整个生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{ETSV}}_j=\frac{\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}({\mathrm{RV}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}})}{\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}$

第四，令NESV_j为在第j年对自然生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{NESV}}_j=\frac{{\mathrm{NRV}}_j-{\mathrm{NOPV}}_j}{{\mathrm{NOPV}}_j}$

其中NRV_j为在第j年自然生态系统所创造的实际生态服务价值，NOPV_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年自然生态系统所创造的服务价值。

第五，令NESS_j为在第j年对自然生态系统所具有的面积进行的最优评估：

${\mathrm{NESS}}_j=\frac{{\mathrm{NRS}}_j-{\mathrm{NOPS}}_j}{{\mathrm{NOPS}}_j}$

其中NRS_j为在第j年自然生态系统所占有的实际面积，而NOPS_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年自然生态系统所具有的面积。

第六，令MESV_j为在第j年对人为生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{MESV}}_j=\frac{{\mathrm{MRV}}_j-{\mathrm{MOPV}}_j}{{\mathrm{MOPV}}_j}$

其中，MRV_j为在第j年人为生态系统所创造的实际生态服务价值，MOPV_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年人为生态系统所创造的服务价值。

最后，令MESS_j为在第j年对人为生态系统所具有的面积进行的最优评估：

${\mathrm{MESS}}_j=\frac{{\mathrm{MRS}}_j-{\mathrm{MOPS}}_j}{{\mathrm{MOPS}}_j}$

其中MRS_j为在第j年人为生态系统所具有的实际面积，而MOPS_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年人为生态系统具有的面积。

动态评估

定义ESSV_i′为生态子系统i的生态服务价值变化率的导数，用于对生态子系统i的生态服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ESSV}}_i^{\′}=\frac{{\mathrm{dESSV}}_i}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义ESSS_i′为生态子系统i的面积变化率的导数，用于对生态子系统i的面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ESSS}}_i^{\′}=\frac{{\mathrm{dESSS}}_i}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义NESV′为自然生态子系统服务价值变化率的导数，用于对自然生态子系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{NESV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dNESV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义NESS′为自然生态子系统面积变化率的导数，用于对自然生态子系统面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{NESS}}^{\′}=\frac{\mathrm{dNESS}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义MESV′为人为生态子系统服务价值变化率的导数，用于对人为生态子系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{MESV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dMESV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义MESS′为人为生态子系统面积变化率的导数，用于对人为生态子系统面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{MESS}}^{\′}=\frac{\mathrm{dMESS}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义ETSV′为整个生态系统的服务价值变化率的导数，用于对整个生态系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ETSV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dETSV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，根据上述定义的一系列评估指标，就实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估。

具体实施方式

实施举例

分析计算过程见上述技术方案描述，对大丰市滩涂湿地生态系统服务功能的最优评估如下。

滩涂湿地保护与开发中土地利用方式的变化

大丰市滩涂的开发利用在不同的历史时期具有不同的特色，解放前主要用于晒盐，滩涂的自然生态状态完好，解放后的几十年主要用于围垦种粮，近20年来开始进行大规模的水产养殖，开发利用的范围也从传统的潮上带向潮间带、潮下带发展，但所有这些开发的总体目标都是获取最大的经济效益，而对滩涂作为湿地生态系统的服务价值的下降对整个生态环境的影响则很少考虑，但滩涂开发利用方式的变化，将导致自然滩涂覆盖格局的变化，从而改变滩涂生态系统的结构，使生物多样性受到损失，降低生态系统的生产能力。

对1984、1997、2002年三期TM影像数据解译所获得的滩涂利用与覆盖结果以及对滩涂利用与覆盖最优规划的结果如表1所示。

表1 1984-2002大丰滩涂利用与覆盖的变化和最优规划(平方公里)

滩涂资源类型		1984		1997		2002		1984-1997		1997-2002
												面积(km2)	比例(％)	面积(km2)	比例(％)	面积(km2)	比例(％)	变化率(％)	年均(％)	变化率(％)	年均(％)
		人为现状	耕地林地养殖裸堤林堤居民盐田	59.130.7622.66.323.770.217.96	18.800.247.182.011.200.072.53	161.40.86106.474.1510.541.88.37	40.310.2126.591.042.630.452.09	173.440.00335.318.729.973.468.27	30.730.0059.421.551.770.611.47	172.9613.16371.11-34.34179.58757.145.15	13.301.0128.55-2.6413.8158.240.40											7.46-100.00214.93110.12-5.4192.22-1.19	1.49-20.0042.9922.02-1.0818.44-0.24
小计	100.75											32.03	293.59	73.32	539.17	95.54	191.40	14.72	83.65	16.73
			自然现状	草地裸地	59.9661.57	19.0619.57	53.9531.98	13.477.99	1.6611.1	0.291.97	-10.02-48.06										-0.77-3.70	-96.92-65.29	-19.38-13.06
围滩	42.27	13.44										8.53	2.13	1.44	0.26	-79.82	-6.14	-83.12	-16.62
				围水	50.03	15.90	12.38	3.09	10.97	1.94	-75.25									-5.79	-11.39	-2.28
小计	213.83	67.97										106.84	26.68	25.17	4.46	-50.04	-3.85	-76.44	-15.29
				现状合计		314.58	100.00	400.43	100.00	564.34	100.00									27.29	2.10	40.93	8.19
人为最优	耕地林地养殖裸堤林堤居民盐田	43.0759.163.456.323.770.217.96	13.6918.801.102.011.200.072.53									50.1169.5655.694.1510.541.88.37	12.5117.3713.911.042.630.452.09	63.88102.9084.978.729.973.468.27	11.3218.2315.061.551.770.611.47	16.350.001514.20-34.34179.58757.145.15	1.260.00116.48-2.6413.8158.240.40	27.480.0052.58110.12-5.4192.22-1.19	5.500.0010.5222.02-1.0818.44-0.24
				小计	123.94	39.40	200.22	50.00	282.17	50.00	61.55									4.73	40.93	8.19
	自然最优	草地裸地	81.3716.97									25.875.39	153.5925.72	38.366.42	233.7835.98	41.436.38	88.7451.56	6.833.97	52.2239.89				10.447.98
围滩				42.27	13.44	8.53	2.13	1.44	0.26	-79.82	-6.14									-83.12	-16.62
		围水	50.03									15.90	12.38	3.09	10.97	1.94	-75.25	-5.79	-11.39			-2.28
小计				190.64	60.60	200.22	50.00	282.17	50.00	5.02	0.39									40.93	8.19
		最优合计										314.58	100.00	400.43	100.00	564.34	100.00	27.29	2.10			40.93	8.19

滩涂生态系统服务功能的传统评估

对比表1的结果可以看出，从1984年到2002年的18年间，对滩涂资源的开发是以高强度牺牲自然生态系统的面积、增加人为生态系统的面积为代价的。从1984年到1997年的13年间，自然生态系统的面积平均每年递减3.85％，但是从1997年到2002年的5年间，自然生态系统的面积平均每年递减15.29％，减少的速度为前者的4倍。同期，在人为生态系统方面，从1984年到1997年的13年间，平均面积递增14.72％，而在1997年到2002年的5年间，平均面积递增也达16.73％。在1984年的已围滩涂利用现状中，裸地分布最广，约占总面积的19.57％，其次是草地和耕地，分别占总面积的19.06％和18.80％。1997年，耕地为研究区域中面积最大的土地利用类型，约占总面积的40.31％，其次是养殖，占总面积的26.59％。从滩涂利用方式变化的特点来看，表现为耕地面积大幅增加，城镇面积扩展，水面养殖增加，林地面积略增，可利用裸地面积大幅减少，草地面积减少。在1984年到1997年的13年间，耕地面积变化最明显，增加了172.96％，林地虽然占总面积的比例很少，但增加了13.16％，草地面积减少了10.02％，水面养殖面积增加了371.11％，居民用地面积增加了757.14％，可开发的裸地面积减少了48.06％，用于围垦滩涂的林堤面积也增加了179.58％。2002年，养殖为面积最大的土地利用类型，占总面积的59.42％，其次是耕地，占30.73％。在1997年到2002年的5年时间内，林地面积减少到几乎为0，裸堤面积增加110.12％，草地面积减少96.92％，变化最明显。水面养殖、耕地和居民的面积则不断增加，分别达214.93％、7.46％和92.22％，可利用裸地面积减少达65.29％。

滩涂湿地生态系统服务价值的变化

大丰市滩涂生态系统的实际服务价值和最优规划服务价值的计算结果如表2所示，表中1984现状(84前)表示1984年以前围垦的滩涂在1984年的利用现状，1997现状(1984-1997)表示在1984年到1997年间围垦的滩涂在1997年的利用现状，依次类推其它表示的含意。

表2 1984-2002大丰市分阶段围垦滩涂实际和最优规划生态系统服务价值变化(按全球生态系统服务价值计算)

滩涂利用类型		耕地	林地	养殖	裸堤	林堤	居民	盐田	小计	草地	裸地	围滩	围水	小计	合计
																单位面积价值(104$km-2a-1)		0.92	2.61	0.04	0.20	1.31	0.00	0.04	-	2.32	0.01	0.23	0.04	-	-
1984现状(1984前)	面积(km2)	59.13	0.76	22.6	6.32	3.77	0.21	7.96	100.75	59.96	61.57	42.27	50.03	213.83	314.58
																生态价值(104$)	54.40	1.98	0.81	1.26	4.94	0.00	0.29	63.69	139.11	0.37	9.72	2.00	151.20	214.89
	1997现状(1984前)	面积(km2)	159.15	0.86	75.26	1.08	8.86	1.68	8.37	255.26	29.9	11.27	7.47	10.67	59.31																314.57
生态价值(104$)																146.42	2.24	2.71	0.22	11.61	0.00	0.30	163.50	69.37	0.07	1.72	0.43	71.58	235.08
		2002现状(1984前)	面积(km2)	153.85	0.00	136.58	0.58	7.94	3.11	8.27	310.33	0.45	0.00	0.00	3.81															4.26	314.59
生态价值(104$)	141.54															0.00	4.92	0.12	10.40	0.00	0.30	157.27	1.04	0.00	0.00	0.15	1.20	158.47
			1997现状(1984-1997)	面积(km2)	2.24	0.00	31.21	3.07	1.68	0.12	0.00	38.32	24.05	20.71	1.06														1.71	47.53	85.85
生态价值(104$)	2.06	0.00														1.12	0.61	2.20	0.00	0.00	6.00	55.80	0.12	0.24	0.07	56.23	62.23
				2002现状(1984-1997)	面积(km2)	8.53	0.00	68.3	1.96	2.03	0.22	0.00	81.04	0.14	4.27													0.00	0.4	4.81	85.85
生态价值(104$)	7.85	0.00	2.16													0.39	2.66	0.00	0.00	13.36	0.32	0.03	0.00	0.02	0.37	13.72
					2002现状(1997-2002)	面积(km2)	11.06	0.00	130.44	6.18	0.00	0.13	0.00	147.81	1.07												6.83	1.44	6.76	16.10	163.94
生态价值(104$)	10.18	0.00	4.70	1.24												0.00	0.00	0.00	16.11	2.48	0.04	0.33	0.27	2.52	18.63
						1997现状(1997前)	面积(km2)	161.40	0.86	106.47	4.15	10.51	1.80	8.37	293.59											53.95	31.98	8.53	12.38	106.84	400.43
生态价值(104$)	148.49	2.24	3.83	0.83	13.81											0.00	0.30	169.50	125.16	0.19	1.96	0.50	127.81	297.32
							2002现状(2002前)	面积(km2)	173.44	0.00	335.31	8.72	9.97	3.46	8.27										539.17	1.66	11.10	1.44	10.97	25.17	564.3
生态价值(104$)	159.56	0.00	12.07	1.74	13.06	0.00										0.30	186.74	3.85	0.07	0.33	0.44	4.69	191.43
								1984-1997实际变化	价值增减(104$)	94.09	0.26	3.02	-0.43	8.87	0.00									0.01	105.82	-13.94	-0.18	-7.76	-1.51	-23.39	82.4
年均增减(104$)	7.24	0.02	0.23	-0.03	0.68	0.00	0.00									8.14	-1.07	-0.01	-0.60	-0.12	-1.80	6.34

1997-2002实际变化	价值增减(104$)	11.08	-2.24	8.24	0.91	-0.75	0.00	0.00	17.23	-121.31	-0.13	-1.63	-0.06	-123.13	-105.89
																年均增减(104$)	2.22	-0.45	1.65	0.18	-0.15	0.00	0.00	3.45	-24.26	-0.03	-0.33	-0.01	-24.63	-21.18
	1984最优(1984前)	面积(km2)	43.07	59.16	3.45	6.32	3.77	0.21	7.96	123.94	81.37	16.97	42.27	50.03	190.64																314.58
生态价值(104$)																39.62	154.41	0.12	1.26	4.94	0.00	0.29	200.65	188.78	0.10	9.72	2.00	200.60	401.25
		1997最优(1997前)	面积(km2)	50.11	69.56	55.69	4.15	10.54	1.80	8.37	200.22	153.59	25.72	8.53	12.38															200.22	400.44
生态价值(104$)	46.10															181.55	2.00	0.83	13.81	0.00	0.30	244.60	356.33	0.15	1.96	0.50	358.94	603.54
			2002最优(2002前)	面积(km2)	63.88	102.9	84.97	8.72	9.97	3.46	8.27	282.17	233.78	35.98	1.44														10.97	282.17	564.34
生态价值(104$)	58.77	268.57														3.06	1.74	13.06	0.00	0.30	345.50	542.37	0.22	0.33	0.44	543.36	888.86
				1984-1997最优变化	价值增减(104$)	6.48	27.14	1.88	-0.43	8.87	0.00	0.01	43.95	167.55	0.05													-7.76	-1.51	158.34	202.29
年均增减(104$)	0.50	2.09	0.14													-0.03	0.68	0.00	0.00	3.38	12.89	0.00	-0.60	-0.12	12.18	15.56
					1997-2002最优变化	价值增减(104$)	12.67	87.02	1.05	0.91	-0.75	0.00	0.00	100.90	186.04												0.06	-1.63	-0.06	184.42	285.32
年均增减(104$)	2.53	17.40	0.21	0.18												-0.15	0.00	0.00	20.18	37.21	0.01	-0.33	-0.01	36.88	57.06

从表2中可以看出不同时段围垦滩涂生态系统服务价值的变化。例如，对于1984年以前围垦的滩涂来说，在1984年到1997年的13年间，自然生态系统的服务价值从151.20×10⁴美元减少到71.58×10⁴美元，在1997年到2002年的5年间，又从71.58×10⁴美元减少到1.20×10⁴美元，而同期的人为生态系统的服务价值则从63.69×10⁴美元增加到163.50×10⁴美元，再减少到157.27×10⁴美元。从表2中同样可见，在1984年到1997年的13年间围垦的自然生态系统的服务价值，从1997年的56.23×10⁴美元减少到2002年的0.37×10⁴美元，而同期的人为生态系统的服务价值也从1997年的6.00×10⁴美元增加到2002年的13.36×10⁴美元。

从总体上来看，在1984年到1997年的13年间，自然生态系统的服务价值年均下降仅1.80％，而从1997年到2002年的5年间，这种服务价值急剧下降，年均下降达24.63％，十分剧烈，对自然生态系统造成了严重损害。从表2还可以看出，在1984年到1997年的13年间，人为生态系统创造的服务价值为105.82×10⁴美元，自然生态系统创造的服务价值为-23.39×10⁴美元。而在1997年到2002年的5年期间，人为生态系统创造的服务价值为17.23×10⁴美元，自然生态系统创造的服务价值剧减为-123.13×10⁴美元。

按最低值计算，1984年生态系统服务总价值为214.89×10⁴美元，1997年为297.32×10⁴美元，即生态系统服务价值比1984年增加了82.43×10⁴美元，年均增加6.34×10⁴美元。2002年为191.43×10⁴美元，比1997年减少105.89×10⁴美元，年均减少21.18×10⁴美元。从表2中可以看出，截止1984年开发的滩涂构成的生态系统的服务价值，在1984年到1997年之间增加了20.19×10⁴美元，而在1997年到2002年间减少了76.61×10⁴美元。1984年到1997年开发的滩涂的生态系统服务价值从62.23×10⁴美元减少到2002年的13.72×10⁴，减少达48.51×10⁴美元。

滩涂生态系统服务功能的最优评估

与传统的评估方法相比，采用最优评估方法能够更加客观更加简便的评估生态系统的服务功能。最优评估的结果如表3所示。

表3 1984-2002生态系统服务功能的最优评估

生态子系统类型		1984静评		1997静评		2002静评		1984-1997动评		1997-2002动评		1984-2002动评
														ESSS	ESSV	ESSS	ESSV	ESSS	ESSV	ESSS’	ESSV’	ESSS’	ESSV’	ESSS’	ESSV’
		人为	耕地林地养殖裸堤林堤居民盐田	37.29％-98.72％555.07％0.00％0.00％0.00％0.00％	37.30％-98.72％575.00％0.00％0.00％0.00％0.00％	222.09％-98.76％91.18％0.00％0.00％0.00％0.00％	222.10％-98.77％91.50％0.00％0.00％0.00％0.00％	171.51％-100.00％294.62％0.00％0.00％0.00％0.00％	171.50％-100.00％294.44％0.00％0.00％0.00％0.00％	14.22％0.00％-35.68％0.00％0.00％0.00％0.00％	14.22％0.00％-37.19％0.00％0.00％0.00％0.00％	-10.12％-0.25％40.69％0.00％0.00％0.00％0.00％	-10.12％-0.25％40.59％0.00％0.00％0.00％0.00％													7.46％-0.07％-14.47％0.00％0.00％0.00％0.00％	7.46％-0.07％-15.59％0.00％0.00％0.00％0.00％
人为子系统	-18.71％													-68.26％	46.63％	-30.70％	91.08％	-45.95％	5.03％	2.89％	8.89％	-3.05％	6.10％	1.24％
			自然	草地裸地	-26.31％262.82％	-26.31％270.00％	-64.87％24.34％	-64.88％26.67％	-99.29％-69.15％	-99.29％-68.18％	-2.97％-18.34％	-2.97％-18.72％	-6.88％-18.70％												-6.88％-18.97％	-4.05％-18.44％	-4.05％-18.79％
围滩	0.00％	0.00％												0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％
				围水	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％	0.00％											0.00％	0.00％	0.00％
自然子系统	12.16％	-24.63％												-46.64％	-64.39％	-91.08％	-99.14％	-4.52％	-3.06％	-8.89％	-6.95％	-5.74％	-4.14％
				滩涂生态系统		-	-46.44％	-	-50.74％	-	-78.46％	-	-0.33％											-	-5.55％	-	-1.78％

对比表3的结果可以看出，从1984年到2002年的18年间，对滩涂系统的开发是以牺牲自然生态系统的面积、增加人为生态系统的面积为代价的，开发的强度逐步增加。根据1984、1997和2002年对生态系统面积的静态优化评估结果可以看出，与人为子系统有关的三个值分别为-18.71％(开发不足)，46.63％(过度开发)和91.08％(高强度开发)；与自然子系统有关的三个值分别为12.16％(保护充分)，-46.64％(破坏严重)和-91.08％(破坏巨大)；再根据动态优化评估的结果可以看出，在1984年到1997年，1997年到2002年以及在1984年到2002年三个时间段，与人为子系统相关的三个值分别为5.03％(开发强度明显增加)，8.89％(开发强度几乎增加一倍)和6.10％(在18年中开发强度是逐步增加的)；与自然子系统有关的三个值分别为-4.52％(保护程度逐步恶化)，-8.89％(保护程度几乎加倍恶化)和-5.74％(在18年中保护程度在逐步恶化)。在1984年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果可以看出在人为子系统中耕地和养殖已经超过了允许开发的程度(特别是养殖严重超标)，而林地严重不足，在自然子系统中，草地严重不足，裸地严重超标，因此对整个生态系统的保护和开发的策略存在明显的缺陷。在1997年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果，可以看出在人为子系统中，不仅在1984年存在的问题没有得到实质性的改善，对耕地面积的开发强度更是从1984年的37.29％增加到1997年的222.09％，水面养殖开发强度有所下降，林地仍然是严重不足，在自然子系统中情况同样很差，草地严重不足，裸地也大量减少，因此整个生态系统的保护和开发策略存在的问题更加严重。在1997年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果，可以看出：在人为子系统中，耕地和水面养殖面积评估分别为171.51％和294.62％，继续保持高强度的开发水平，林地几乎完全丧失，在自然子系统中草地和裸地的面积评估分别为-99.29％和-69.15％，严重不足，整个自然子系统的生态服务功能严重恶化。进一步，根据在三个不同时段对人为子系统和自然子系统的动态评估结果，可以明显看出上述存在的问题的严重程度的变化情况，如对于耕地来说，面积的开发强度在1997年到2002年间要比1984年到1997年间有所下降，而水面养殖面积开发强度则相反，即开发强度明显增加，林地面积损失的程度也逐步严重，对于自然子系统来说可以做同样的分析，可以看出草地和裸地面积损失程度同样也是愈来越严重。上述分析讨论表明，采用最优评估的方法可以更加科学、简便地分析出在生态系统服务功能上存在的问题，更容易制定出对生态系统进行保护和开发的措施。

滩涂湿地保护与开发的对策

表1给出了运用线性规划方法计算的1984、1997和2002年度滩涂地类面积的最优规划值，将其与表1的实际值进行对比，可以计算出面积超出最优的地类为：1984年实际耕地面积超出最优面积0.37倍，1997年超出2.22倍，2002年超出1.72倍；1984年实际养殖面积超出最优面积5.55倍，1997年超出0.91倍，2002年超出2.95倍；面积低于最优的地类为：1984年实际林地面积低于最优面积76.84倍，1997年低于79.88倍，2002年低于102.90(km²)；1984年实际草地面积低于最优面积0.36倍，1997年低于1.85倍，2002年低于139.83倍；面积超出和低于最优兼有的地类为：1984年实际裸地面积超出最优面积2.63倍，1997年超出0.24倍，2002年低于2.24倍；其余为不变地类。由此可见，随着时间的推移，实际值与最优值的差异越来越大，生态系统功能的退化也越来越严重，而恢复生态系统功能的策略应该是逐步减少这种差异。在表2的下部，分析了在最优规划的情况下生态系统服务价值的变化，既假定生态系统功能得到恢复后的服务价值，总生态系统、人为生态系统和自然生态系统的最优与实际服务价值的年度变化比较如图1所示。

图1中的最优与实际服务价值之间形成的鲜明对比说明：大丰市的滩涂生态系统功能自1984年前以来就呈现整体退化，尽管由于缺乏更早的影像，无法得知这种退化从何时开始，但与最优值相比，1984年就已经退化了，1997年的状况比1984年略有恢复，但也根本没有达到1984年的最优水平，更谈不上达到1997年的最优水平，在没有任何保护措施的高强度开发下，2002年滩涂生态系统功能的总体服务价值退化到只有最优值的四分之一，其中自然服务价值几乎退化为0，人为服务价值也退化到最优值的一半，生态环境趋于严重恶化。

在比较表2的实际与最优地类服务价值以及根据对表3的最优评估结果的分析讨论可以看出，要想逐步恢复生态系统的服务功能，当务之急必须采取严厉的保护措施，根据优化分析的结果，制定科学的保护和开发策略，有步骤地减少对滩涂的开发利用，退耕、退渔、还林、还草。

通过对实际与最优服务价值进行比较后可以看出，在1984年到2002年的18年时间内，大丰市滩涂的保护和利用结构的变化十分剧烈，不同的开发利用方式对该区域生态系统服务价值的影响截然不同，1984年到1997年间有节制的开发方式使服务价值上升了38.36％，而1997年到2002年的高强度开发方式使服务价值损失达35.61％，但是根据对滩涂生态系统服务功能的优化评估结果，在过去的18年中，大丰市滩涂湿地生态环境恶化的趋势并未从根本上得到改善。

图1为生态系统服务价值年度变化的附图。

Claims (5)

1、一种生态系统服务功能的最优评估方法，在将生态系统划分为不同的生态子系统的基础上，根据对生态系统及其生态子系统的合理要求，来建立相关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型，求出整个生态系统服务价值的最大值以及此时相关生态子系统的面积和服务价值，作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准，最后再将计算的实际整个生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划得出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，实现对生态系统服务功能的最优评估，该评估方法具有合理、简单、易于应用等特点。

2、根据权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法，其特征在于所述的在将生态系统划分为不同的生态子系统的基础上是指一种生态系统服务功能的最优评估方法是建立在根据生态系统不同覆盖的类别将生态系统划分为不同的生态子系统的基础之上，即权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法是基于通过对生态子系统服务功能的评估来实现对整个生态系统服务功能的最优评估的方法。

3、根据权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法，其特征在于所述的根据对生态系统及其生态子系统的合理要求，来建立相关的约束条件和与此条件有关的最优规划模型是指将生态系统划分为生态子系统，并根据对生态系统和生态子系统提出的在保护和开发方面的具体要求，建立与生态系统及生态子系统的面积和生态服务价值等因素有关的约束条件，然后又在此基础上构造以生态服务价值或其它相关的量为最大值的最优规划模型用于进行最优规划，即权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法是通过具有约束条件的最优规划模型来实现对整个生态系统服务功能的最优评估的方法。

4、根据权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法，其特征在于所述的求出整个生态系统的服务价值的最大值以及此时相关生态子系统的面积和服务价值，作为对整个生态系统服务功能进行评估的标准是指通过求解在约束条件限制下，以生态系统服务价值为最大值的最优规划模型来获得相应的最优解以及与最优解相关的生态系统、生态子系统的面积和服务价值，并将这些面积和服务价值作为评估实际生态系统及生态子系统服务功能优劣的基准值，再根据实际值与基准值之间差异的大小来判断生态系统及生态子系统服务功能的优劣程度，即权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法是通过求解以约束条件为特征的最优规划模型获得具体的评估标准来实现对整个生态系统服务功能的最优评估的方法。

5、根据权利要求1所述的一种生态系统服务功能的最优评估方法，其特征在于所述的最后再将计算的实际整个生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划得出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，实现对生态系统服务功能的最优评估是指根据在约束条件限制下用最优规划模型求解出的用于对生态系统及生态子系统服务功能进行评估的标准，定义相关的生态系统、生态子系统以及自然生态子系统和人为生态子系统的面积变化率、生态服务价值变化率、面积变化率的导数和生态服务价值变化率的导数等评估指标，对实际的生态系统和生态子系统的服务功能进行评估，包括下述以大丰市滩涂生态系统服务功能的最优评估为例所描述的评估指标及应用方法，该评估指标及应用方法适用于对所有生态系统服务功能的最优评估。

大丰市滩涂生态系统服务功能的最优评估

整个生态系统服务功能的最优评估分两个步骤进行。首先对与生态系统服务功能有关的服务价值进行评估，其次是对与生态系统服务功能有关的生态系统的面积进行评估。在评估的内容上包括对自然生态子系统的评估、人为生态子系统的评估和对其它生态子系统的评估，以及对整个生态系统的评估。在此基础上，又可以将优化评估分为静态评估和动态评估，静态评估是指仅仅对每一个单独年份的生态系统进行评估，动态评估是指在静态评估的基础上，进一步评估不同年份之间各项评估指标的变化情况，评估方法概述如下。

静态评估

首先，令ESSV_ij为在第j年对生态子系统i创造的生态服务价值的最优评估：

${\mathrm{ESSV}}_{\mathrm{ij}}=\frac{{\mathrm{RV}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}{{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}$

其中RV_ij为在第j年生态子系统i所创造的实际服务价值，OPV_ij为在对整个生态系统进行最优规划时，在第j年生态子系统i所创造的生态服务价值。

其次，令ESSS_ij为在第j年对生态子系统i的面积的最优评估：

${\mathrm{ESSS}}_{\mathrm{ij}}=\frac{{\mathrm{RS}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPS}}_{\mathrm{ij}}}{{\mathrm{OPS}}_{\mathrm{ij}}}$

其中RS_ij为在第j年生态子系统i所具有的实际面积；OPS_ij为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年生态子系统i所具有的面积。

第三，首先假定在对整个生态系统评估时，考虑生态系统由n个生态子系统构成，再令ETSV_j为在第j年对整个生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{ETSV}}_j=\frac{\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}({\mathrm{RV}}_{\mathrm{ij}}-{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}})}{\underset{i=1}{\overset{n}{\mathrm{\Σ}}}{\mathrm{OPV}}_{\mathrm{ij}}}$

第四，令NESV_j为在第j年对自然生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{NESV}}_j=\frac{{\mathrm{NRV}}_j-{\mathrm{NOPV}}_j}{{\mathrm{NOPV}}_j}$

其中NRV_j为在第j年自然生态系统所创造的实际生态服务价值，NOPV_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年自然生态系统所创造的服务价值。

第五，令NESS_j为在第j年对自然生态系统所具有的面积进行的最优评估：

${\mathrm{NESS}}_j=\frac{{\mathrm{NRS}}_j-{\mathrm{NOPS}}_j}{{\mathrm{NOPS}}_j}$

其中NRS_j为在第j年自然生态系统所占有的实际面积，而NOPS_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年自然生态系统所具有的面积。

第六，令MESV_j为在第j年对人为生态系统所创造的生态服务价值进行的最优评估：

${\mathrm{MESV}}_j=\frac{{\mathrm{MRV}}_j-{\mathrm{MOPV}}_j}{{\mathrm{MOPV}}_j}$

其中，MRV_j为在第j年人为生态系统所创造的实际生态服务价值，MOPV_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年人为生态系统所创造的服务价值。

最后，令MESS_j为在第j年对人为生态系统所具有的面积进行的最优评估：

${\mathrm{MESS}}_j=\frac{{\mathrm{MRS}}_j-{\mathrm{MOPS}}_j}{{\mathrm{MOPS}}_j}$

其中MRS_j为在第j年人为生态系统所具有的实际面积，而MOPS_j为在对整个生态系统进行最优规划的前提下，第j年人为生态系统具有的面积。

动态评估

定义ESSV_i′为生态子系统i的生态服务价值变化率的导数，用于对生态子系统i的生态服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ESS}}_i^{\′}=\frac{{\mathrm{dESSV}}_i}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义ESSS_i′为生态子系统i的面积变化率的导数，用于对生态子系统i的面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ESS}}_i^{\′}=\frac{{\mathrm{dESSS}}_i}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义NESV′为自然生态子系统服务价值变化率的导数，用于对自然生态子系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{NESV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dNESV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义NESS′为自然生态子系统面积变化率的导数，用于对自然生态子系统面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{NESS}}^{\′}=\frac{\mathrm{dNESS}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义MESV′为人为生态子系统服务价值变化率的导数，用于对人为生态子系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{MESV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dMESV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

定义MESS′为人为生态子系统面积变化率的导数，用于对人为生态子系统面积变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{MESS}}^{\′}=\frac{\mathrm{dMESS}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，面积变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了面积变化率的变化趋势。

定义ETSV′为整个生态系统的服务价值变化率的导数，用于对整个生态系统服务价值变化率的动态变化进行最优评估：

${\mathrm{ETSV}}^{\′}=\frac{\mathrm{dETSV}}{\mathrm{dt}}$

此式表示在两个不同时刻之间，生态服务价值变化率的差值与在两个不同时刻之间所经历的时间的比值(例如，两个不同时刻可以是两个不同的年份，而时间则是在两个不同的年份之间所经历的年数)，这个值反映了生态服务价值变化率的变化趋势。

将计算的实际生态系统和相关生态子系统的面积和服务价值与最优规划求出的标准生态系统的面积和服务价值进行比较，根据上述定义的一系列评估指标，就实现对生态系统服务功能的静态评估和动态评估。

大丰市滩涂生态系统服务功能的最优评估

与传统的评估方法相比，采用最优评估方法能够更加客观更加简便的评估生态系统的服务功能。最优评估的结果如表3所示。

表3 1984-2002生态系统服务功能的最优评估 生态子系统类别             1984静评             1997静评            2002静评           1984-1997动评          1997-2002动评            1984-2002动评   ESSS   ESSV   ESSS   ESSV   ESSS   ESSV   ESSS′   ESSV′   ESSS′   ESSV′   ESSS′   ESSV′   人为   耕地   37.29％   37.30％   222.09％   222.10％   171.51％   171.50％   14.22％   14.22％   -10.12％   -10.12％   7.46％   7.46％   林地   -98.72％   -98.72％   -98.76％   -98.77％   -100.00％   -100.00％   0.00％   0.00％   -0.25％   -0.25％   -0.07％   -0.07％   养殖   555.07％   575.00％   91.18％   91.50％   294.62％   294.44％   -35.68％   -37.19％   40.69％   40.59％   -14.47％   -15.59％   裸堤   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％％   0.00％   0.00％   0.00％   林堤   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   居民   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   盐田   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.000％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   人为子系统   -18.71％   -68.26％   46.63％   -30.70％   91.08％   -45.95％   5.03％   2.89％   8.89％   -3.05％   6.10％   1.24％   草地   -26.31％   -26.31％   -64.87％   -64.88％   -99.29％   -2.97％   -2.97％   -6.88％   -6.88％   -4.05％   -4.05％   裸地   262.82％   270.00％   24.34％   26.67％   -69.15％   -68.18％   -18.34％   -18.72％   -18.70％   -18.97％   -18.44％   -18.79％   自然   围滩   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   围水   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   0.00％   自然子系统   12.16％   -24.63％   -46.64％   -64.39％   -91.08％   -99.14％   -4.52％   -3.06％   -8.89％   -6.95％   -5.74％   -4.14％   滩涂生态系统   ----   -46.44％   ----   -50.74％   ----   -78.46％   ----   -0.33％   ----   -5.55％   ----   -1.78％

对比表3的结果可以看出，从1984年到2002年的18年间，对滩涂系统的开发是以牺牲自然生态系统的面积、增加人为生态系统的面积为代价的，开发的强度逐步增加。根据1984、1997和2002年对生态系统面积的静态优化评估结果可以看出，与人为子系统有关的三个值分别为-18.71％(开发不足)，46.63％(过度开发)和91.08％(高强度开发)；与自然子系统有关的三个值分别为12.16％(保护充分)，-46.64％(破坏严重)和-91.08％(破坏巨大)；再根据动态优化评估的结果可以看出，在1984年到1997年，1997年到2002年以及在1984年到2002年三个时间段，与人为子系统相关的三个值分别为5.03％(开发强度明显增加)，8.89％(开发强度几乎增加一倍)和6.10％(在18年中开发强度是逐步增加的)；与自然子系统有关的三个值分别为-4.52％(保护程度逐步恶化)，-8.89％(保护程度几乎加倍逐步恶化)和-5.74％(在18年中保护程度在逐步恶化)。在1984年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果可以看出在人为子系统中耕地和养殖已经超过了允许开发的程度(特别是养殖严重超标)，而林地严重不足，在自然子系统中，草地严重不足，裸地严重超标，因此对整个生态系统的保护和开发的策略存在明显的缺陷。在1997年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果，可以看出在人为子系统中，不仅在1984年存在的问题没有得到实质性的改善，对耕地面积的开发强度更是从1984年的37.29％增加到1997年的222.09％，水面养殖开发强度有所下降，林地仍然是严重不足，在自然子系统中情况同样很差，草地严重不足，裸地也大量减少，因此整个生态系统的保护和开发策略存在的问题更加严重。在1997年的现状中，根据对面积和生态服务价值的静态评估结果，可以看出：在人为子系统中，耕地和水面养殖面积评估分别为171.51％和294.62％，继续保持高强度的开发水平，林地几乎完全丧失，在自然子系统中草地和裸地的面积评估分别为-99.29％和-69.15％，严重不足，整个自然子系统的生态服务功能严重恶化。进一步，根据在三个不同时段对人为子系统和自然子系统的动态评估结果，可以明显看出上述存在的问题的严重程度的变化情况，如对于耕地来说，面积的开发强度在1997年到2002年间要比1984年到1997年间有所下降，而水面养殖面积开发强度则相反，即开发强度明显增加，林地面积损失的程度电逐步严重，对于自然子系统米说可以做同样的分析，可以看出草地和裸地面积损失程度同样也是愈来越严重。上述分析讨论表明，采用最优评估的方法可以更加科学、简便地分析出在生态系统服务功能上存在的问题，更容易制定出对生态系统进行保护和开发的措施。

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