水资源生态效益汇总十篇

序论：好文章的创作是一个不断探索和完善的过程，我们为您推荐十篇水资源生态效益范例，希望它们能助您一臂之力，提升您的阅读品质，带来更深刻的阅读感受。

篇（1）

中图分类号 F062.1 文献标识码 A 文章编号 1002-2104（2015）12-0070-08

随着经济发展水平的不断提高，资源开发利用过度、初次分配不公等问题日益突出，成为影响地区稳定和可持续发展的重要制约因素和必须解决的时代命题。据统计数据显示，目前中国人均水资源占有量约为2 300 m3，仅为世界平均水平的1/4，面临的节水压力较大；同时地区用水差异突出，如西部地区万元国内生产总值用水量为158 m3，与东部地区对比，用水量高出近1.5倍。用水量与经济发展等种种不协调现象表明，用水的公平性问题日益凸显。十报告把环境保护、水、大气、土壤污染治理等一系列事项统一为“生态文明”的概念，提出要大幅降低水资源消耗强度，提高利用效率和效益，加强用水总量管理，建设节水型社会。要全面推进“生态文明”建设，我国必须合理解决用水分配的公平性问题。因此，必须客观科学地评价各省用水的差异性，统筹全国水资源总量分配，优化各省用水的相对公平性，这对于积极推进生态文明建设，建设“资源节约型、环境友好型社会”具有重要的理论价值和实践意义。

目前，关于我国用水公平性的研究较少，现有的研究大致可以分为两类：一类是考虑水资源污染物排放量的分配公平性问题，如李如忠[1]探讨了水污染物允许排放总量的分配方法；吴悦颖等[2]从七大流域出发，采用基尼系数法评估水污染物总量分配的公平性；秦迪岚等[3]以洞庭湖为研究对象，基于基尼系数构建评价水污染负荷公平性的指标体系；尹真真和刘玉洁[4]利用基尼系数法对三峡库区污染物总量分配的公平性进行评估。另一类是考虑区域用水的公平性评估，如董璐，孙才志[5]认为我国大部分地区属于中高度用水不公平区域，用水总量和污染水量配置低度不公平区域多位于我国西部及部分沿海省份。刘德地和陈晓宏[6]以广东省为例，运用基尼系数法分析用水公平性问题；王小军等[7]构建二元结构模型计算用水基尼系数，对我国生活用水分配的公平性进行探究。上述学者多从区域或流域角度出发，采用基尼系数法，对用水差异的相关问题进行研究，但缺乏把水资源总量和水资源环境综合起来协调考虑用水的公平性问题。

本文选取水资源禀赋量、人口数量、GDP总量和用水总量等指标，从全国角度出发，通过绘制水资源量和用水总量的对比柱形图、结合加权变异系数法和基尼系数法、计算和分解泰尔指数等方法，分别从资源禀赋、生活用水、经济用水三个角度评估用水的公平性。根据水资源消耗的主要用途及目前水资源污染严重的态势，遵从经济和生态效益原则，进一步选取体现经济性和生态性的指标构建经济-用水匹配指数和污染-用水匹配指数，建立用水公平性评价矩阵，从总体上对全国各省水资源利用情况进行分类，从而为统筹制定全国各省份用水分配的相关政策提供理论依据。如无特别说明，本文采用的水资源量、人口、GDP、用水总量、废水中主要污染物的排放量等相关数据均来自于《2014年中国统计年鉴》和《2013年中国水资源公报》。

1 理论模型与方法

1.1 加权变异系数

加权变异系数是由美国学者威廉逊最早提出，它是以各区域人口占总人口的比重作为权重，对各区域的重要性大小进行加权处理的一种方法。本文将以各省份的人口数量占全国人口数量的比重作为加权权重，衡量用水的公平性。加权变异系数的计算公式如下：

其中，v代表指标的加权变异系数，xi代表第i省份指标的人均值，x代表指标的全国的平均值，Pi代表第i个省份的人口数量，p代表全国的人口数量。

1.2 基尼系数法

基尼系数由意大利经济学家基尼根据洛伦兹曲线提出，用于描述国民收入分配的差异性。该数值越小，分配就趋于平均；反之则表明分配越不平等[8]。目前，基尼系数的内涵不断扩展和延伸，应用领域广泛。本文将以31个省份（或直辖市）为研究的基本单元，根据用水量和人口因素的比值大小升序排列，并作出洛伦兹曲线，计算出基尼系数。基尼系数的计算有多种求解方法，如不依赖洛伦兹曲线的直接计算法、回归曲线法、人口等分法、城乡分解法[9]、基尼平均差法[10]等，笔者将采用梯形面积法[11-12]，即把洛伦兹曲线下方的面积近似当作若干梯形进行计算，计算公式为：

其中，Xi为人口的累计百分比；Yi为用水量的累计百分比；i为分配对象。当i=1时，Xi-1=0，Yi-1=0。关于基尼系数“警戒线”的选取，经济学上常把0.4作为收入分配差距的警戒线。根据刘德地和陈晓宏[6]运用基尼系数法对区域用水的公平性进行评估的研究经验，本文把基尼系数合理范围界定为0-0.4。

马海良等：中国省际水资源利用的公平性研究

中国人口・资源与环境 2015年 第12期1.3 泰尔指数

泰尔指数是由泰尔根据信息理论提出，最初被用于考察人口及其相应收入是否匹配以评估资源分布的公平性，逐渐被广泛运用于衡量区域经济差异，测度资源配置的公平性。与其他几种公平性的测度指数，如变异系数、基尼系数等相比，其优点是可对区域差异进行分解，把整体差异划分成区域内与区域间差异，同时测度区域内和区域间差距的贡献度。其值越接近于零，分配越公平。其中，包括以GDP比重加权的泰尔T和以人口比重加权的泰尔L两种算法。本文采取泰尔T算法，计算公式如下：

其中，gi为第i省GDP占全国GDP的比重，wi为第i省用水量占全国用水量的比重。可以看出，当各省用水量比重与GDP比重相同时，TI值为0，表明其经济用水呈现出相对公平的态势。当各省用水量所占的比重小于其GDP的比重时，g/w的值大于1，取对数后变为正数，表明该省的GDP对TI的贡献表现为正向作用；反之，当g/w的值小于1时，表明该省的GDP对TI的贡献表现为负向作用。

根据李锐和谢长青[13]关于小城镇公共产品配置公平性的研究经验，本文以中国31个省份为基本单元，计算全国用水量的泰尔指数值，再将全国分为四大区域，即东部、中部、西部和东北部，对泰尔指数进行分解，将全国的总体差异分解为四大地区间的差异和四大地区内部各省份之间的差异。泰尔指数的分解公式如下：

其中，TWR代表地区内的差异，TBR代表地区间差异。

1.4 用水匹配指数

匹配指数是指地区的评价指标贡献率和用水量贡献率的比值，计算公式：

其中，MIj代表用水匹配指数；Vij代表第i个省份指标j的取值，Vj代表全国指标j的取值；Wi代表第i个省份的用水量，W代表全国的用水量。当指标j取GDP时，可以得到经济-用水匹配指数，即MIe=Gi/GWi/W；当指标j取废水中主要污染物的排放量时，可以得到污染-用水匹配指数，即MIP=WRi/WRWi/W。

当MIe>1时，表明指标GDP的贡献率大于其对用水量的贡献率，相对较为公平，从经济角度评估，用水匹配程度较高；反之，公平性差，用水匹配程度较差。当MIp

本文从资源禀赋、生活用水、经济用水三个角度评估用水的公平性状况，着重考虑经济和生态效益原则，分析并评估各省份用水公平情况。具体来说，从人口角度出发，借助加权变异系数从整体上评估全国生活用水公平性，并进一步采取基尼系数比较不同省份间在生活用水方面的差异，评估生活用水的公平性；同时运用以GDP比重加权的泰尔指数分析各省份经济用水的公平性，通过分解泰尔指数，将总体差异分解为四大地区间的差异和四大地区内部各省份间的差异，详细评估经济用水的公平性状况；定义经济-用水匹配指数和污染-用水匹配指数，重点从经济和生态两个维度分析并评估各省份用水的公平性。

2 用水公平性实证分析

2.1 全国水资源禀赋的用水公平性分析

地区拥有的水资源量是影响其用水量的内生性因素，水资源的自然禀赋在某种程度上限制地区的用水量。为了更加直观地比较各省份水资源禀赋的差异性和用水的公平性，本文选取水资源量指标描述水资源禀赋，绘制出各省份水资源量和用水总量的的柱形图（见图1）。分析图1可以发现，从水资源禀赋出发，全国大部分省份水资源量的拥有量和用水量不协调，部分省份严重失调，如：江苏、上海和宁夏的用水量分别达到自身拥有的水资源量的2倍、4倍和6倍以上，损害了其他地区用水的公平性；张力小和梁竞在研究资源禀赋对其利用效率的影响时发现：资源禀赋对资源利用效率存在显著的逆向影响，即资源越丰富的地区，资源利用效率反而越低[14]。、四川、广东等省份水资源量远远大于其他省份，且用水总量相对较小，资源禀赋和用水总量不协调，并且由于存在明显的水资源禀赋优势，水资源利用效率相对较低。全国大部分省份水资源量和用水量不匹配，一方面影响着企业的用水成本，通过增加企业的生产费用，进而影响其经营绩效；另一方面也制约着其产业结构的调整。因此，需要国家宏观政策引导水资源总量的合理公平分配，促进地区发挥自然资源禀赋优势，降低资源禀赋对利用效率的逆向影响，高效利用水资源。

2.2 全国生活用水的公平性分析

在从水资源自然禀赋角度考察用水的公平性后，选取人口数量指标和用水总量指标描述生活用水，即仅从人口单一维度出发，通过考察各省份的人口数量占比和用水总量占比两者之间的相对关系，分析不同地区基于人口角度的用水总量的状况，以比较不同地区水资源消耗与人口数量的协调公平情况。具体通过计算加权变异系数值和基尼系数值，评估生活用水的公平性状况。以地区人口规模作为权重，计算全国生活用水的加权变异系数，对我国各省生活用水的公平性进行探究。根据公式（1）计算得知，基于人口加权的全国生活用水量的变异系数值为0.738，这说明根据从人口视角出发，全国各地区的人均生活用水相对比较均衡，大多数省份的人均生活用水量与全国均值相比差异较小。为准确把握各省生活用水的具体差异程度，可以运用基尼系数法进行计算比较。对全国31个省份的数据进行整理，绘制指标值与用水量之间的洛伦兹曲线（见图2），再将整理后的数据按用水量与各指标值的比值从小到大排序，根据公式（2）计算基尼系数，从人口维度对用生活用水的公平性进行具体测度。计算得到人口-用水量的基尼系数为0.311，在基尼系数合理范围0-0.4内。基尼系数越接近0，表明分配越公平。

测度结果表明，全国人口-生活用水量的基尼系数为0.311，尚未超过警戒线0.4，同时可以看出人口-生活用水量的洛伦兹曲线上各省份累计用水量百分比偏离绝对平均分配曲线的幅度相对较小，说明各省份生活用水存在较小差异，用水量和人口数量基本协调，用水相对公平。对各省份的基尼系数降序排序，发现和广东分别以基尼系数值0.999位居第一和0.994排在最后一名。数据表明，2013年广东省用水量达到443.2 ×108 m3，但其由于其经济发展水平较高，人才向心力作用明显，外省劳动力源源不断流入，其年末常住人口达到10 644万人，位居全国第一。故其人均用水量达到417.3 m3，非常接近全国人均用水量455.5 m3这一均值水平。因此，相对于其他省份，广东省基于人口维度的基尼系数值最小，生活用水相对公平。反之，用水量虽然仅为30.3×108 m3，但由于气候、地理位置等诸多因素的影响，的人口流动较小，其年末常住人口仅为312.04万人，导致其人均用水量达到978.2 m3，远远超出全国平均水平，这可以很好地解释基于人口维度的基尼系数值达到最大，生活用水的公平性相对较差。

2.3 全国经济用水的公平性分析

我国水资源消耗量约70%以上都用于经济生产活动，因此经济用水的公平性问题是我们最为关注和重视的。本文采用GDP指标和用水总量指标描述经济用水，即仅从经济单一维度出发，通过考察地区创造的GDP占比与其用水总量占比之间的相对关系，分析不同地区基于经济角度的用水总量状况，以比较不同地区的水资源消耗与经济产出的协调公平状况。具体以各省份GDP占全国GDP的比重和用水量占全国用水量的比重两者的比值作为经济用水效率的判断指标，对全国31个省份进行分类。根据公式（3）计算各省经济用水的泰尔指数，以此衡量各省份和区域的经济用水公平性，具体结果如图3。

这里将各省经济用水的情况分为4种类型：①经济用水完全低效型（0-0.5）。省份共有4个，分别为宁夏、、新疆和黑龙江，其中新疆的经济用水效率最低；②经济用水低效型（0.5-1.0）。省份共有11个，包括内蒙古、贵州、云南、青海等；③经济用水高效型（1.0-2.0）。省份也有11个，包括上海、陕西、广东、江苏等；④经济用水完全高效型（2.0-7.0）。省份共5个，分别为天津、北京、山东、辽宁和浙江。其中天津的经济用水效率最高，达到6.58，北京次之，达到5.82。分析图3，可以发现，天津、北京、辽宁、山东、浙江等省份的经济用水效率位居前列，这个结论与马海良等[15]的研究类似。虽然天津、辽宁、山东等省份邻近东部沿海，水资源相对匮乏，但由于这些地区资源的配置效率和水资源利用技术水平较高等因素，这些地区仍然保持很高的经济用水效率。相反的是宁夏、、新疆和甘肃等省份的经济用水效率很低，一方面，这些地区本身的自然气候导致水资源自然消耗较多；另一方面，这些地区的产业主要是以农业为主导，产业结构发展相对落后。且这些地区的农业灌溉技术水平低下，随之产生的经济效益较差。

为了精确考察区域间经济的用水差异程度，对全国GDP-用水量的泰尔指数进行分解，具体公式为全国GDP-用水量的泰尔指数=地区间泰尔指数+地区内泰尔指数，分解结果见表1。可以看出全国GDP-用水量的泰尔指数为0.349，地区内泰尔指数为0.198，地区间泰尔指数为0.150，地区内GDP-用水量的差异贡献率为5692%。但值得推敲的是，东部GDP-用水量的地区间差异要明显高于地区内差异，但中部、西部和东北部都是地区内差异要高于地区间差异，这也表明东部地区与其他地区相比，其经济用水生产的产出更加明显。另外，从区域差异的贡献率看，东部地区的贡献率占主要地位，达到6292%，大约为西部地区的10倍，东北部地区的15倍。这也表明，我国经济用水效率的差异程度主要是由经济发达的东部地区造成的，经济越发达，越重视水资源要素的利用价值，其水资源利用效率就越高。

3 全国用水量与经济、生态的匹配情况

通过资源禀赋、生活用水和经济用水等多个视角分别对我国各省份用水公平性进行了具体分析，但仍需要从总体上对省际用水状况进行比较分析。同时考虑到我国水污染的严重态势及水资源消耗主要用于经济生产活动的现状，因此，根据资源利用的经济和生态效益原则，选取经济和生态两个角度，对各省份用水匹配状况存在的差异进一步探究。选取GDP作为衡量经济发展的指标，并选取废水中主要污染物排放量累加之和作为衡量生态状况的指标。其中，用水量即年用水总量，单位为亿m3，四种主要污染物分别为：化学需氧量、氨氮、总氮和总磷，单位均 为万t。借鉴王丽琼[16]和何慧爽[17]对绿色贡献系数的测算方法，本文将计算经济-用水量匹配指数和污染-用水量匹配指数，并据此分析中国31个省份的用水与经济、生态的匹配情况，考察用水分配的公平性。具体计算结果见表2。可以得出：

（1）经济发展与各省份用水的匹配情况：31个省份中有16个省的匹配指数大于1，如：天津、北京、山东、辽宁、浙江等。表明这16个省份水资源的经济效益比较好，或者说水资源与其他生产要素共同投入，能够产生相对较多的社会合意产品。另外，少数的省份匹配指数较低，接近于0，经济发展与用水的匹配性较差，如：新疆、宁夏、、黑龙江。这些地区或为主要产棉区，或为主要的农牧大省，其水资源利用的经济效益相对较差。需说明的是，并不能绝对地强调水资源的经济效益，农业用水虽然经济效益低下，但在保障我国“国泰民安”过程中起着基础的重要地位。

（2）生态状况与各省份用水的匹配情况：31个省份中有14个省的匹配指数大于1，如：山东、河北、陕西、山西、辽宁、内蒙古等。全国近一半的省份水污染比例大于自身的用水比例，这些省份的用水生态效益较差，生态状况与用水的匹配性较差。另外，17个省份污染比例小于本身用水的比例，生态状况与用水的匹配性较好。

为了进一步明确各省份用水分配的公平性，根据计算得出的经济-用水量匹配指数和污染-用水量匹配指数作为划分依据，对中国31个省份进行分类，结果如表3。

从评价矩阵的结果分析中国各省份用水的差异性和公平性，将31个省份分为4类，具体如下：

（1）经济效益与生态效益双强型：广东、浙江、福建、江苏和上海较为发达的省份经济-用水量匹配指数大于1，经济发展的贡献率高于用水量的贡献率，经济发展迅速，水资源的利用效率高；污染-用水量匹配指数小于1，污染物的比例小于用水量的比例，这些省份重视水污染的防治工作，充分发挥水资源的绿色生态效益，实现了在发展中保护，在保护中发展，推动了“两型社会”的建设。从经济发展角度，对全国经济发展有贡献，经济发展与资源消耗较为协调。从生态环境角度，废水中污染物的比例小于用水量的比例，对其他地区水资源的开发利用和生态环境的保护起到示范作用。

（2）经济效益优于生态效益型：山东、天津、辽宁、河北、山西、四川、北京、重庆等省份的经济-用水量匹配指数大于1，这些省份的经济发展的成果超过用水的消耗量，经济发展的贡献率高于用水量的贡献率；但这些地区的污染-用水匹配指数大于1，说明这些省份的水污染物排放量的比例远远超过本身用水量的比例，损害其他地区用水的生态效益，公平性较差。因此，要调整产业结构和水资源消耗结构，提高绿色水资源的利用效率，努力使水资源与地区消耗协调，提高用水的相对公平性。

（3）生态效益优于经济效益型：湖南、云南、贵州、安徽、宁夏、新疆和等省份经济-用水量的匹配指数小于1，经济发展的贡献小于对用水量的贡献，经济发展是以水资源的过度消耗为代价，损害其他地区用水的相对收益；当然这些省份的污染-用水量的匹配指数小于1，这些省份污染物排放量的比例小于用水量的比例，在水资源利用的生态效益方面值得借鉴。从经济发展角度看，这些地区用水的公平性相对较差。从水污染治理角度看，这些地区对全国其他地区有一定贡献。据此，这些地区需要提高用水效率，兼顾经济发展和资源开发与环境保护，努力使经济发展与水资源的消耗协调。

（4）经济效益与生态效益双弱型：内蒙古、海南和黑龙江省份经济-用水量匹配指数小于1，污染-用水量的匹配指数大于1。这些省份值得重点关注，无论从经济发展还是生态状况角度，这些地区用水的公平性均较差，严重损害其他地区的相对收益。如，内蒙古处于干旱、半干旱内陆地区，荒漠化土地集中，生态环境比较脆弱；且第二产业以能源、冶金建材、化学工业和农畜产品加工等为主，高耗能、高耗水产业居多，产业结构有待升级。由于受到自然环境和产业结构等影响，该地区在经济和生态领域方面的用水量较大，用水的经济和生态效率相对较低，进而处于“双弱”类型。因此，未来有必要对这些地区水资源经济和生态效益双弱的原因进一步调研，针对不同成因，提出相应的改善措施。引导这些地区在加快经济发展的同时，同时关注自然资源的开发利用和生态环境保护，要将建设“资源节约型和环境友好型社会”的号召贯彻落实。

4 结论和政策建议

水资源的省际公平性是我国制定发展战略的重要问题，必须协调经济社会发展与水资源消耗的关系，优化用水分配的公平性。借助加权变异系数、基尼系数和泰尔指数，分析中国各省份用水的差异性，并从经济和生态视角分别构建用水匹配指数，通过指数矩阵对各省水资源消耗的公平性进行评价。研究表明，上海、江苏、宁夏等省份水资源禀赋与用水量严重不协调；各省经济用水差异性较明显，东部地区用水泰尔指数的地区间差异贡献率占主要地位，达到62.92%，大约为西部地区的10倍；经济与生态效益双强型省份仅只有5个，而23个省份都是经济效益或生态效益单强型。针对以上研究结论，提出如下建议：

（1）针对不同类别的省份，国家有必要制定相应的政策来改变目前各省份用水的差异性，不断促进用水分配趋于公平。一方面，国家加大对经济效益和生态效益双强型省份的政策和财政支持，鼓励对用水公平性贡献突出的省份，使其起到良好的示范带头作用；另一方面，要重点关注用水公平性较差的省份，督促其他三种类型的省份加快调整经济发展方式，做到经济发展、生态保护与用水量三者协调一致。另外，要着重关注经济效益优于生态效益型和经济效益与生态效益双弱型地区，对这些地区的水资源做到保护性开发利用，使自然资源与社会资源消耗量协调，努力降低水资源消耗强度。

（2）各省份应积极响应国家宏观政策，根据自身经济发展和资源禀赋的差异，大力发展本地区的优势产业，优化地区间用水的公平性。各省份应根据经济发展和自然资源状况，充分发展地区优势产业，削减劣势产业。如：、青海等省份应当抑制高耗水、高耗能产业的发展，减少碳化硅、水泥、煤化工等高耗能产业的规模。新疆、宁夏等省份应加快引进并发展生物医药、节能环保等战略新兴产业。各省份应着重提高水资源利用效率和效益，全面推动生态文明建设。

参考文献（References）

[1]李如忠. 水污染物允许排放总量分配方法研究[J]. 水利学报，2003，（5）：112-115，121. [Li Ruzhong. Study on Distribution of Total Amount of Drainage Water Pollutant in a Region [J]. Journal of Hydraulic Engineering， 2003， （5）：112-115，121.]

[2]吴悦颖，李云生，刘伟江. 基于公平性的水污染物总量分配评估方法研究[J]. 环境科学研究，2006，19（2）：66-70. [Wu Yueying， Li Yunsheng， Liu Weijiang. Study on Gini Coefficient Method of Total Pollutant Load Allocation for Water Bodies[J]. Research of Environmental Sciences， 2006， 19（2）：66-70.]

[3]秦迪岚，韦安磊，卢少勇，等. 基于环境基尼系数的洞庭湖区水污染总量分配[J].环境科学研究，2013，26（1）：8-15. [Qin Dilan， Wei Anlei， Lu Shaoyong，et al. Total Water Pollutant Load Allocation in Dongting Lake Area Based on the Environmental Gini Coefficient Method [J]. Research of Environmental Sciences， 2013， 26（1）：8-15.]

[4]尹真真，刘玉洁. 三峡库区污染物总量分配的公平性评估[J]. 环境科学与技术，2014，37（6）：191-195. [Yin Zhenzhen， Liu Yujie. Assessment of Equity in Total Pollutant Load Allocation in Three Gorges Reservoir Area [J]. Environmental Science & Technology， 2014， 37（6）：191-195.]

[5]董璐，孙才志，邹玮，等. 水足迹视角下中国用水公平性评价及时空演变分析[J]. 资源科学，2014，36（9）：1799-1809. [Dong Lu， Sun Caizhi， Zou Wei，et al. Assessment and SpatialTemporal Evolution of Water Consumption Fairness from a Water Footprint Perspective in China[J]. Resources Science， 2014，36（9）：1799-1809.]

[6]刘德地，陈晓宏. 一种区域用水量公平性的评估方法[J]. 水科学进展，2008，19（2）：268-272. [Liu Dedi， Chen Xiaohong. Method for Evaluating the Fairness of Water Use in Guangdong Province [J]. Advances in Water Science， 2008， 19（2）：268-272.]

[7]王小军，张建云，刘九夫，等. 我国生活用水公平问题研究[J]. 自然资源学报，2011，26（2）：328-334. [Wang Xiaojun， Zhang Jianyun， Liu Jiufu，et al. Discussion on Evaluating the Fairness of Domestic Water Use in China[J]. Journal of Natural Resources， 2011， 26（2）：329-334.]

[8]罗曰镁. 从基尼系数看居民收入差距[J]. 统计与决策，2005，（11）：89-90. [Luo Yuemei. Survey Resident Income Gap by Gini Coefficient[J]. Statistics & Decision， 2005， （11）：89-90.]

[9]熊俊. 基尼系数四种估算方法的比较与选择[J]. 商业研究，2003，（23）：123-125. [Xiong Jun. Comparison and Selection of Four Estimations of Gini Coefficient [J]. Commercial Research， 2003，（23）：123-125.]

[10]范新英，冯江茹. 基于离散分布状态下基尼系数算法的总结[J]. 统计与决策，2009，（22）：154-155. [Fan Xinying， Feng Jiangru. The Summary of Gini Coefficient Algorithm Based on Discrete Distribution Condition[J]. Statistics & Decision， 2009，（22）：154-155.]

[11]叶兆木，王飞，叶堤. 基于基尼系数的化学需氧量排放公平性评估[J]. 环境科学与技术，2011，34（10）：200-204. [Ye Zhaomu， Wang Fei， Ye Di. Fair Evaluation of COD Based on Gini Coefficient [J]. Environmental Science & Technology， 2011， 34（10）：200-204.]

[12]Jacobson A， Milman A D， Kammen D M. Letting Energy Gini out of the Bottle：Lorenz Curves of Cumulative Electricity Consumption and Gini Coefficients as Metrics of Energy Distribution and Equity[J]. Energy Policy， 2005， 33（14）：1825-1832.

[13]李锐，谢长青. 小城镇公共产品配置公平性研究：基于地理视角[J]. 农业技术经济，2012，（6）：22-29. [Li Rui， Xie Changqin. The Fairness Research of Small Towns Public Product Configuration： Based on Geographic Perspective[J]. Journal of Agrotechnical Economics， 2012，（6）：22-29.]

[14]张力小，梁竞. 区域资源禀赋对资源利用效率影响研究[J]. 自然资源学报，2010， 25（8）：1237-1247. [Zhang Lixiao， Liang Jing. Effect of the Regional Resource Endowment on Resource Utilization Effeciency[J]. Journal of Natural Resources， 2010， 25（8）：1237-1247.]

[15]马海良，黄德春，张继国，等. 中国近年来水资源利用效率的省际差异：技术进步还是技术效率[J]. 资源科学，2012，34（5）：794-801. [Ma Hailiang， Huang Dechun， Zhang Jiguo， et al. The Provincial Differences of Chinas Water Use Efficiency in Recent Years： Technological Progress or Technical Efficiency [J]. Resources Science， 2012， 34（5）：794-801.]

[16]王丽琼. 中国能源利用效率区域差异基尼系数分析[J]. 生态环境学报，2009，18（3）：974-978. [Wang Liqiong. Analysis on Regional Disparity of Energy Utilization Efficiency： Gini Coefficient in China[J].Ecology and Environmental Sciences， 2009，18（3）：974-978.]

篇（2）

二、综合效益量化分析

本文运用模糊综合评价法对节水农业进行量化评价。模糊综合评价法是是根据模糊数学的隶属度理论把定性评价转化为定量评价，即用模糊数学对受到多种因素制约的事物或对象做出一个总体的评价。它具有结果清晰，系统性强的特点，能较好地解决模糊的、难以量化的问题，适合各种非确定性问题的解决。本次调查分别对92个农民从年龄、受教育程度、就业情况、家庭人均收入、风险偏好等方面进行了统计分析，结果显示，倾向于“勇于挑战”占总受访者的47.83%，说明对于大多数农民来说，他们还是更倾向于保守、稳定，挑战风险的意识不强烈。同时，根据调查获取的数据对各选项重要程度进行赋值，归一化后确定准则层权重分别为：

即是对经济效益的综合评价。

从评价结果看，农户认为使用节水农业技术进行农业生产所带来的经济效益，与过去的耕作方式带来的经济上的收益没多大差别，总体在一般水平上。同时，农户也更看重使用节水技术后的收益与投入对比。因此，政府在推行节水农业技术和加大政策力度时，宜更多推行低投入的节水技术，同时保证给参与节水农民带来更多收入，从而调动农户参与节水农业的积极性。

在社会效益分析中，农民节水意识、节水技术发展程度、收入水平的提高程度的权重集矩阵为A2=[0.2935 0.2935 0.4130]。利用李克特量表，得出评价集R2

即是对社会效益的综合评价。

从评价结果看，农户对节水农业的社会效益总体还是满意的，但还是更关注收入水平的提高程度。由此可以看出，农户依旧希望政府通过推行节水农业来提高经济收入。而对于社会效益评价的总体满意也反映出，农户正逐渐正确认识和了解节水农业，初步达到节水农业宣传和推广的预期效果。

在生态效益分析中，防止土壤盐碱化、水质的变化和水资源的可持续利用的权重集矩阵未A3=[0.3152 0.3261 0.3587]。利用李克特量表，得出评价集矩阵R3

即对生态效益的综合评价。

从评价结果看，农户认为开展节水农业所带来的生态效益一般。

利用综合效益评价得出，经济效益、社会效益和生态效益的权重集矩阵为A4=[0.5218 0.2391 0.2391]，进而得出综合评价集矩阵R4

即是对综合效益的综合评价。

篇（3）

2011年10月13日，三水湾小学全体六年级的“小豆豆环保志愿者”参加了“走进石臼漾湿地园，保护水资源”的活动。

湿地是人类最重要的环境资本之一，也是自然界富有生物多样性和较高生产力的生态系统。它不但具有丰富的资源，还有巨大的环境调节功能和生态效益。各类湿地在提供水资源，调节气候，均化洪水，促淤造陆，降解污染物，保护生物多样性和为人类提供生产，生活资源方面发挥了重要作用。

湿地是处于水陆过渡地带的特殊自然综合体，是水陆交界的一种生态系统，“湿地”的概念引人中国并为公众所接受是近几年的事，在此之前，人们并没有意识戴沼泽、湖泊、河流、滩涂乃至人工水库、稻田等皆为湿地。湿地与森林、海洋一起被专家们并称为“全球三大生态系统”，称其为“地球之肾”、“天然蓄水库”。

进入21世纪以来，人类越来越深切感受到地球生态恶化带来的一系列严重后果，湿地的重要性也在被越来越多的人所熟悉。相信在不久的将来，湿地蕴藏的巨大生态效益和经济效益将被人们进一步了解，那时候，湿地就能逐步恢复为正常健康的地球之肾。

这次走进湿地园的活动，让“小豆豆环保志愿者”对湿地园水资源有了进一步的认识，环保意识也有了稳步提升。

篇（4）

我国经济社会发展进入新的历史阶段，在一些率先富裕起来的地区，园林绿化建设攀比斗富之风愈演愈烈，在追新求异、急功近利的建设思想指导下，各种奇花异草飘洋过海，大树移栽、反季节栽种和逆境栽植及追求视觉形象的挖湖堆山，甚至填湖造园等屡见不鲜。不科学的园林绿地建设，不仅造成宝贵的水土、植物资源的严重浪费，而且造成当地景观特色的严重丧失。因此，建设节约型园林是十分必要的。

节约型园林绿化不是减少园林绿化投入，也不是简单的降低绿化档次和水平，而是按照生态优先的原则，从资源集约利用、技术进步、规划设计和改善管理入手，最大限度地发挥城市绿地的综合生态效益，促进人与自然和谐相处。

1坚持生态优先原则，倡导生态节约型绿化体系

按照生态优先的理念，以乔木为主，科学配置植物群落，提高城市人工群落的生物多样性，营造节约型园林。

（1）以乔木为主，科学搭配植物群落。遵照城市绿化以乔木为主的原则，按乔、灌、藤、草多层结构和科学搭配的方法开展城市绿地建设，不仅提高了植物群落结构的稳定性、生物多样性和生态安全性，而且大大提高了城市的生态效益和景观效益。

（2）控制修剪植物应用，减少绿地养护费用。在园林绿化建设和维护过程中，要进一步转变机制，通过引入作业社会化和市场竞争，采取招标投标、工程质量监督、信用体系监督等方式保障工程和养护质量，降低建设和维护成本。

2科学制定园林绿化设计，构建节约型绿化体系

（1）在绿化设计中，树立节约型绿化设计理念，大力倡导“以植物为主体，水土为要素”的园林设计思想。倡导绿地建设向自然生态转型，坚持“适地适树”、“以乡土树种为主”、“物种多样性”原则。根据本地的自然条件和资源特点，使用成本低、适应性强、本地特色鲜明的乡土树种，利用自然植物群落和野生植被，营造具有浓郁地方特色的自然景观。

（2）在种植设计上，注重按植物群落结构进行合理配置，增加乔灌、藤、宿根花卉的使用，力求扩大绿地复层结构比例，充分发挥绿地的最大生态效益。试验表明，乔灌木的耗水量远低于草坪，而生态效益却比草坪高得多，10m2树木产生的生态效益与50m2生长良好的草坪相当。大量应用耐旱植物，不仅能节约大量水分，还能营造独特的景观。

（3）采用地面透气透水性铺装，减少水资源浪费。

3努力降低成本，积极推进资源节约型绿化体系

当今社会，水资源紧缺，能源供应紧张，集约节约利用土地、水资源和能源，是推进节约型绿化的必然选择。通过在园林绿化中开发、应用和推广节水、节地、节能和节材技术，以技术进步促进园林绿化的节约。

（1）大力推广节水型灌溉方式。在达到浇灌效果的前提下，不同的浇灌方式也是决定绿化工程能否节水的一个重要因素。因此，要降低园林事业对城市水资源的消耗，就必须大力推广节水型灌溉方式。可采用喷灌、滴灌、地下滴灌等方式进行植物灌溉，这样既可节约用水，还能节省劳力，工效较高。据统计喷灌比地面灌溉可节省水约30%～50％，滴灌比喷灌可省水约40％，可节能50%~70％。地下滴灌是目前最新、最复杂、效率最高的灌溉方法，它直接供水于植物根部，水分蒸发损失小，不影响地面景观，同时，还可以抑制杂草的生长，是园林绿化中极具发展潜力的灌溉技术。

（2）合理利用城市生活污水、中水灌溉，降低生产成本，提高废水利用率。利用处理过的生活污水进行灌溉，既可提高土壤肥力，又降低了生产成本，同时，还可根据生活污水中有机质含量高，在冬、春2季选定取水时间段，大量抽取城市生活污水，对土壤瘠薄的绿地实施污水灌溉，是增加土壤肥效、提高植物生长量、降低管理成本的有效方式。注重雨水的回收利用，提倡使用再生水灌溉。

（3）大力推广环保项目的建设，对植物的死干、枯枝、落叶、树皮等再回收处理，可作为园林绿化的生物性肥料。

（4）充分挖掘每一寸土地的潜力，实现单位土地面积生态效益的最大化。大力推行立体绿化的力度，充分利用各种攀援和爬墙植物，将能够绿化的各类墙体、天桥、屋顶和桥墩绿化起来，能有效地增加城市的绿量和绿视率。

（5）在绿化树种选择上，加大地方树种的运用，绿化植物主要来自苗圃的生产苗木，推广耐干旱植物种类。

（6）提倡在城市绿化用地中推广使用节能照明设施。

4参考文献

篇（5）

2.商都县林业局，内蒙古乌兰察布013450）

［摘要］京津风沙源工程发挥了显著的生态效益。本研究在界定京津风沙源工程生态效益概念及其内容的基础上，运用专家咨询和文献搜集法，建立了京津风沙源生态效益价值评价体系，利用市场价值法、影子工程法、机会成本法等方法，对内蒙古商都县京津风沙源治理工程的生态效益进行了价值评价和分析。研究表明，商都县2000—2013年度京津风沙源治理工程总效益约12.72亿元/a，不同工程措施生态效益结构差异明显，可为京津风沙源工程二期的规划和实施提供参考。

［

关键词 ］京津风沙源治理工程；生态效益；评估

［DOI］10.13939/j.cnki.zgsc.2015.22.247

1引言

随着林业生态工程不断开展和生态影响的日益体现，生态效益评价成为了研究热点，并初步形成了一套以林（草）生态系统服务价值为核心的生态效益评价体系。然而像京津风沙源治理工程这样的综合性生态工程，不仅包含林草恢复措施，而且实施了水源工程、节水灌溉、小流域综合治理等非林草措施，其投资额在资总额中占有相当比重。以往的工程生态效益评价研究中往往只针对林业和草地治理中某一方面进行讨论，欠缺覆盖全面措施的生态效益评价，将非林草措施恰当地纳入到工程生态效益评价中已成为亟待解决的问题。

2研究区域概况

2.1地理位置与自然条件

内蒙古商都县位于乌兰察布市北部，全县面积4353平方公里，以低山丘陵为主，属中温带半干旱季风性气候，水利部门提供的近年平均降水量355.2mm/a，降水多集中于6~9月，年均日照时数达2981h，平均气温3.1℃，无霜期120天左右，山洪易发多发，年平均大风67d，土地风蚀沙化严重。植被为退化灌木草原和干草原类型，主要由虎榛子、锦鸡儿、针茅、铁杆蒿、胡枝子等植被群落组成。主要农作物为小麦、莜麦、马铃薯等。属京津风沙源工程农牧交错地带沙化土地治理区。

2.2工程项目实施情况

2000—2013年，商都县京津风沙源工程该区采取了林业、草地治理和水利水保等综合治理措施：包括人工造林及人工造林试点补贴4.00×104hm2，飞播造林0.61×104hm2、退耕地造林及配套荒山荒地造林4.02×104hm2、封山育林及以封代造3.54×104hm2、农田防护林0.17×104hm2，种苗基地23.33hm2。林业措施主要造林树种为灌木小叶锦鸡儿（柠条），占到总造林面积的89.67%，其次为沙棘、枸杞、山杏、怪柳等约占2.00%，乔木以杨树、山桃、榆树、针叶松为主，杨树、山桃、榆树、针叶松分别占乔木林40%、30%、15.58%、10%。草地治理措施主要是人工种草及围栏封育，分别为0.74×104hm2、1.02×104hm2，其次是基本草场（青贮玉米）3.33×102hm2和草种基地0.93×102hm2，此外有非林草措施暖棚建设14.30×104m2、饲草机械3190台套等。水利水保措施有水源工程744处，可灌溉农田0.25×104hm2，节水灌溉措施1084处，可服务农田0.36×104hm2，小流域综合治理控制1.75×104hm2的水土流失面积。截至2013年商都县京津风沙源工程累积完成国家投资2.09亿元，取得了显著的生态、经济效益。

3材料与方法

3.1数据来源

本研究以商都县2000—2013年京津风沙源工程项目建设情况为依据，通过实地调查和专家咨询搜集反映生态服务价值的数据，并搜集区域内植被、气象、水文、经济等相关文献资料，对京津风沙源工程区的总体生态效益进行评估。

3.2生态效益评价方法

3.2.1指标体系

根据全面反映生态系统所产生经济生态价值的要求，本文在搜集京津风沙源工程相关生态效益研究资料基础上，参照《退耕还林工程生态效益监测评估技术标准与管理规范》《森林生态系统服务功能评估规范》（LY/T 1721-2008）、《森林生态系统长期定位观测方法》（LY/T 1952-2011）等已有标准和规范，并根据当地具体环境进行了适当调整，选择涵养水源、保育土壤、净化空气、生物质生产、生物多样性五大类因子，13项具体指标进行评价（见图1）。

3.2.2价值计量方法

当前在生态效益评价中，基于工程生态影响效果的公共物品属性、正外部性、非市场化及地域局限性，具体评价项目的不同，其评价方法也有较大差异，包括市场价值法、等效替代、恢复费用法、影子工程法和造林成本法等生态经济评价方法。本文根据地区特点，以全面、科学和生态价值的可实现性为原则，选取相应的价值评价方法。

4结果分析

4.1涵养水源

（1）蓄水效益林草地一方面通过林冠、枯枝落叶层和林地截留、吸收并储存降水，在削弱径流的同时净化地表水质，并将地表水转化为枯水期径流或地下水，起到正向的蓄水效益；另一方面其自身的正常生长也需要蒸发水分，形成对水分的消耗。本研究根据蒸散率法计算林草植被蓄水效益：

。Gs为年调节水量，Ai为i类林草地面积（hm2），Ei相应林草地内蒸散强度（mm/a），Li为商都县多年平均径流深15.7mm/a。据罗诗峰测算，乌兰察布市内人工乔木林地、人工草场、基本草场（青贮玉米）耗水量强度分别达615.0mm/a、480.0mm/a、607.2mm/a［1，2］，远高于当地多年平均降水量，其净蓄水量分别为-1894.2×104m3、-1050.99×104m3、-178.52×104m3。而人工乔灌混交林、灌木林地及疏林地蒸散强度的分别320.0mm/a，天然草地为284.0mm/a，分别可蓄水2290.13×104m3、563.12×104m3。

非林草措施中水源工程及节水灌溉可影响水资源存量。水源工程以建设机电井为主，通过开采地下水服务于营林造林、农田灌溉和人畜生活用水等方面，形成水资源净消耗，节水灌溉工程则显著地降低了单位农田灌溉用水量。根据工程设计，每处水源工程负责3.33hm2农地，灌溉定额为300.0m3/mu·a-1，年消耗水资源-1116.02×104m3，每处节水灌溉工程所覆盖的3.33hm2农田可节约灌溉用水70.0%［3］，相当于每年增加水资源1138.15×104m3。工程各项措施每年蓄水262.53×104m3，所蓄水资源价格采用当地农业灌溉用水价格1.35元/m3，蓄水价值为354.49万元。

（2）调节径流根据相关研究，林地可以调节70%的地表径流，草地为30.0%~50.0%［4］。以商都县多年地表径流量计算，林业措施、草地治理措施年可调节径流1366.12×104m3、115.47×104m3。商都县小流域治理将人工水土保持林、围栏封禁与坡面治理相结合，调节径流能力可分别提高至240.0m3/hm2·a-1和200.0m3/ hm2·a-1，年调节径流为214.13×104m3、122.06×104m3。小流域综合治理中的淤地坝、谷坊、沟头防护等水利工程建设，则直接发挥防洪、调节径流作用。其库容建设标准以防止流域范围内十年一遇6小时最大地表径流量37.5mm，杜绝了山洪灾害的发生。按其设计标准，年可调节径流量592.2×104m3。本文的对林草措施的调节径流价值采用影子工程法，以相同容积的谷坊工程替代，商都县平均单位谷坊库容建设费用1.0元/m3，京津风沙源工程年调节径流价值为2409.85万元。

（3）净化水质林草地的净化水质作用的与调节径流相同步，以工程所造林草地的调节径流量作为其净化水质量，采用影子工程法，以内蒙古污水处理最低费用0.8元/t计算，京津风沙源工程年净化水质价值1454.12万元。

4.2保育土壤效益

（1）固定土壤京津风沙源所造林草植被凭借树冠、枯枝落叶层削弱大气降水冲刷作用，大大降低土壤流失量。根据商都县水利部门监测，境内平均风蚀模数为2500.0t/km2，年水蚀模数为2000.0t/ t/km2［4］，小流域范围内仅水蚀模数就高达3650.0t/km2。高文然研究表明，林地可减少98.0%的土壤侵蚀，草地减少土壤冲刷80.0%，则林业措施和草地治理措施所造林地、草地可分别减少土壤侵蚀2.9t、2.4t。小流域治理所造水土保持林及围栏封禁，年可以拦蓄泥沙45.0t/hm2和40.0t/hm2，此外还建设有大量的以削减侵蚀，固定土壤为目的的淤地坝、谷坊、沟头防护，能够将剩余侵蚀土壤固定在流域范围内。根据通行的恢复费用法计算固定土壤价值如下：

Vt为年固土效益，Gt为年固土量，Ct为水利建设所挖取和运输单位土石方所需费用8.2元/m3，Xi单位面积减少的土壤侵蚀模数，ρ为当地淤积土壤容重1.5t/m3。则每年林业措施和草地治理所建设林地、草地固土量为547.95×104t、66.15×104t，效益分别为2991.48万元、359.65万元。而小流域人工水土保持林和围栏封禁年固土量分别为62.41×104t、39.77×104t，效益为341.21万元、217.44万元。由于小流域治理后土壤侵蚀减少，沟谷塘坝可控制小流域内剩余土壤侵蚀量，约0.20t/mu·a-1，则小流域治理区内沟谷塘坝年固土量为5.33×104t，年固土价值为29.15万元。

（2）保肥效益森林和草地的保肥效益一般以年固土量中氮磷钾的物质量折算为化肥价值作为保肥价值：

Vf为工程年保肥价值，Cf为单位淤积土地所含肥料价值，根据《乌兰察布盟土壤普查》数据，商都县非农耕土地所含全氮（N）、速效磷（P）、速效钾（K）、有机质（M）比率为0.1107%、0.00032%、0.01821%、1.7455%。以磷酸二铵补充土地损失的氮磷元素，其氮（R1）磷（R2）含量分别为18.0%，46.0%，施肥量以需求量更大氮元素量决定，则工程每年节约磷酸二铵4.43×104t，以内蒙古的磷酸二铵平均价格（C2）2700.0元/t计算，可产生经济效益11982.75万元。以氯化钾化肥补偿土壤损失钾元素，其含钾量（R3）为60.0%，工程所避免钾肥损失0.22×104t，以内蒙古氯化钾化肥平均价格（C2）为2076.0元/t，效益为454.68万元。当地补偿土壤有机质主要以薪材补充，薪材转化有机质比率（R4）为50.0%［5］，工程年节约薪材25.19×104t，以薪材价格400.0元/t计算，效益10076.94万元。

4.3净化环境效益

林地可通过叶面的呼吸作用可有效吸收二氧化硫、氟化物、氮氧化物，并吸附粉尘污染，而草地吸纳空气污染物能力有限，所以净化环境效益主要来自于林业措施，本文以赵同谦在《中国森林生态系统服务功能评价》［6］采用的林地空气污染物吸收量计算净化环境价值：

Vk为总空气净化价值，Gj为工程造林对j（二氧化硫、氟化物、氮氧化物、粉尘）类污染物年吸收量。虽然2013年《退耕还林工程生态效益监测国家报告》新加入了PM2.5、PM10、负氧离子浓度等指标，但由于数据搜集困难，未纳入指标体系中。根据王兵等人研究成果，每公顷森林年吸收或沉降二氧化硫、氟化物、氮氧化物、粉尘能力（Qij）为126.56kg、、4.60 kg、6.44 kg、2.13×104kg，灌木林为92.9 kg、3.40 kg、5.82 kg、1.14×104kg［7］。Ai为各林种相应造林面积，其中乔灌混交林按照乔木灌木比例1∶2比例分配，灌草以1∶1分配，则商都县京津风沙源治理工程年吸收或沉降二氧化硫、氟化物、氮氧化物、粉尘分别为1263.57×104kg、46.57×104kg、78.17×104kg、162.50×104t。各类污染物单位治理费用（Kj）根据国家发改委的《排污费征收标准及计算方法》确定的二氧化硫、氟化物、氮氧化物、一般性粉尘污染治理费用为1.2元/kg、0.63元/kg、0.69元/kg、0.15元/kg，计算工程年环境净化价值为25972.77元。

4.4生物质生产效益

林业措施所建设的乔木林如杨树、榆树、针叶松等主要为生态林，一般禁止砍伐出售，其价值主要体现在吸收二氧化碳，释放氧气活动所积累的植被碳库效益。此外如山桃、山杏、怪柳、文冠果等树种虽因当地缺乏降水、地力贫瘠等原因退化为灌木，但其果实种子有一定经济效益。以柠条为代表的灌木可产生植食性枝叶，可补充当地饲草消耗。工程所造农田牧场防护林在自身进行固碳释氧活动的同时，还可降低林带内风速，提高温度、湿度，拦蓄雨雪，平均可提高约10%的农作物产出。草地治理措施中，人工种草及围栏封育可提高牧草产出量，基本草场所产出的青贮玉米则为牲畜过冬提供必要食物供给。暖棚及饲草机械推广虽然可以降低牲畜对饲草需求，提高农作物秸秆利用，但并不直接作用于生物质产出，属生态压力和经济生产范畴，本文不做讨论。水利水保措施中，除小流域治理中人工水土保持林、围栏封禁草地可产出植食性枝叶和饲草外，水源工程及配套的节水灌溉可提高单位农田产出4~6倍，提高了土地利用效率。

（1）固碳释氧闫德仁（2010）对内蒙古各类乔木林地研究显示，杨树、榆树、云杉、樟子松的平均碳密度达21.3994t/hm2、7.3251 t/hm2、45.1607 t/hm2、67.4358 t/hm2［8］。以各自的成熟年限推算，则每年净固碳量达1.43t/hm2、0.24t/hm2、0.90t/hm2、2.25 t/hm2［9］。根据植物光合作用方程，每生产1g干物质吸收1.62g二氧化碳，并释放1.19g氧气计算，工程所造乔木林年可吸收二氧化碳3.1×104t/a，释放氧气2.3×104t/a。由中国平均造林固碳成本260.17元/t（C），制氧成本352.93元/t（O）［10］，可得年均造林固碳、释氧收益分别为804.74万元、798.06万元。

（2）经济产品产出根据商都县京津风沙源工程设计，部分乔木如山桃、山杏、文冠果的果实有较高的经济价值，年平均生产林果种子0.22 t/hm2，销售价格可达700元/t，年均增加经济效益581.30万元。柠条等灌木林地可产植食性枝叶1.13t/hm2，可用作优质饲草，而封山育林所恢复的灌木林地，年可提高植食性枝叶产出0.45t/hm2。以饲草400元/t计算，林业措施每年生产植食性枝叶11.30×104t，年产值达4557.01万元。草地治理措施中人工草场年可生产优质紫花苜蓿0.4t/hm2，年产4.4×104t，产值1772.31万元。围栏封育年增产牧草0.9t/hm2，年增产量0.9×104t，增产效益368.40万元，基本草场建设年可生产青贮玉米53.90t/hm2，共3.59×104t，以单价0.15元/kg，年效益539.1万元。

（3）支持防护产出当地主要农作物马铃薯为例，其平均年产3.23t/hm2，以每亩农田防护林可防护60亩农地，提高10%的农作物产量计算，农田防护林年提高生物质产出价值为6450万元［11］。水源工程通过改造旱作农田，可提高农作物产量4~6倍，扣除人工后每亩农田年可增收2000元［11，12］，年产生效益7440万元。

4.5生物多样性效益

京津风沙源工程所采取的措施，通过林草植被建设保护基因、物种和生态系统，达到长期维持生态系统稳定性，满足现实很和潜在需求的目的。但基因、物种层次上的物质量和价值量都难以确定，生物多样性价值计量仍然是个难以解决的问题。当前生物多样性价值评价主要根据不同生境的（Shannon-Wiener）指数等级来确定其单位面积的生物多样性价值。根据张金旺对乌兰察布市的研究成果，本地区所有非农立地类型的（Shannon-Wiener）指数均在0~1之间，参照《退耕还林工程生态效益监测评估技术标准与管理规范》所提供的标准，单位面积生物多样性价值为3000元/hm2，排除人工单一生境类型如草种基地、苗木基地，农田后，工程所增加的各类林草地共14.24×104hm2，可产生生物多样性价值为47227.87万元每年［13］。

4.6计量结果分析

（1）生态效益计量结果综合考虑工程的涵养水源的价值、保育土壤的价值、净化环境效益的价值、生物质生产效益的价值以及生物多样性的价值，综合评价出商都县京津风沙源治理工程生态效益。计量结果见表1。

（2）生态效益计量结果分析

首先，商都县2000—2013年京津风沙源治理工程年均生态效益为12.72亿元，超过国家累计投资5.08倍，约为工程总投资的3倍。对比各类生态效益，生物多样性价值>保育土壤价值>空气净化效益>生物质生产>涵养水源效益，分别占比37.12%、20.80%、20.41%、18.35%、3.32%。反映了工程措施对当地生态问题的针对性。

其次，不同工程措施的生态效益有各自的特点。商都县位于农牧交错地带，人口经济压力导致的滥垦滥牧现象相对严重，生态系统退化过程明显。林业措施、草地治理措施及小流域综合治理扩大生物种群规模和基因库，极大地提升了当地生态系统复杂度和稳定性。当地林业专家表示，自工程实施起，原有的植被病害及蝗灾得到大幅度抑制。人工造林、荒山荒地造林、退耕还林、封山育林和飞播造林所造林种多为防风固沙林，遏制了区域内土壤风蚀沙化、水流侵蚀，并减少了区域内大气中的沙尘等污染物含量，其中降尘价值占到净化环境价值的93%，发挥了显著的保育土壤和净化空气作用（见图2）。但上述措施的经济效益相对并不显著，除封山育林措施外涵养水源能力有限。农田防护林、人工种草及水源工程有明显的生物质产出效益，也因此消耗了一定的水分，与此同时封山育林、飞播造林、围栏封育等天然植被恢复措施，配合小流域综合治理措，累积大量的水资源，节水灌溉也提高了水资源的利用效率，支持了生产用水需求，保证了工程的其他生态效益的可持续发挥。

最后根据商都生态建设一线人员提供资料，人工所造林草地一般需要运营费用15元/mu·a，封山育林、围栏封育等自然恢复措施需要2元/mu·a的运营费用，水源工程及配套的节水灌溉服务农田需要50元/mu·a的费用，从工程措施单位面积效益角度分析，可以明显发现（见图2）农田防护林及水浇地建设运行效益最高，说明将生态系统服务与生物质生产相结合应是下一阶段工程的着力点。

5讨论

本文深入分析京津风沙源工程措施具体生态影响，探索了一套全面涵盖京津风沙源工程各项工程措施的生态效益评价的理论和计量模型。在此基础上对商都县的京津风沙源工程的生态效益进行了实证研究，进而分析了各工程措施特别是非林草措施的生态效益的特点，从中也发现，京津风沙源工程总体效益大，产出效率高，具有较大的正外部性。但各类工程措施的生态效益成分不尽相同，既有正面作用，某些情况下也会牺牲一类效益来提高其他方面的效益。林非林草措施虽然总体效益占比小，但投资效率较高。本文仅为探索性的计量，并非精确的结论，相信随着数据的不断积累和研究的深入，对工程措施的效益评价将会为工程的进一步调整和实施起到有益的作用。

参考文献：

［1］罗诗峰，杨改河，李奔，等.水约束下乌兰察布盟林草植被的需水量分析［J］.西北农林科技大学学报（自然科学版），2006（8）.

［2］范晓慧.不同水分胁迫下青贮玉米需水量及优化灌溉制度的分析研究［D］.呼和浩特：内蒙古农业大学，2013.

［3］杨红艳，史小燕，郑雪峰，等.乌兰察布市节水灌溉发展现状及存在的问题［J］.内蒙古水利，2013（5）.

［4］高文然，宋利云，崔亚非，等.商都县生态环境开发建设思路［J］.现代农业，2003（12）.

［5］闫培君.乌兰察布市森林水土保持价值初探［J］.内蒙古科技与经济，2013（4）.

［6］赵同谦，欧阳志云，郑华，等.中国森林生态系统服务功能及其价值评价［J］.自然资源学报，2004（4）.

［7］王兵，魏江，胡文生，等.中国灌木林—经济林—竹林的生态系统服务功能评估［J］.生态学报，2011（7）.

［8］闫德仁，闫婷.内蒙古森林碳储量估算及其变化特征［J］.林业资源管理，2010（3）.

［9］国家林业局.2013年退耕还林工程生态效益监测国家报告［M］.北京：中国林业出版社，2014.

［10］王昌海，温亚利，李强，等.秦岭自然保护区群生态效益计量研究［J］.中国人口.资源与环境，2011（6）.

［11］于忆东.京津风沙源治理工程区林业项目生态系统服务功能价值评估［J］.内蒙古林业调查设计，2009（6）.

篇（6）

乌鲁木齐市经济高速发展，属于人口密集的西部大型城市，同时也是一个干旱缺水的典型城市。国家对西北地区水资源调查的一项课题中提出，西北地区水资源利用量不得超过水资源总量的70%，而乌市水资源利用率为70%左右，从此角度来说，乌市的水资源利用已到达一个极限，水资源的匮乏成为制约乌鲁木齐市发展的重要因素。

1 绿地系统规划存在的问题及如何搞好节水灌溉

1.1 园林用水体系不完善，水资源利用率低

目前在一些城市园林绿地中，绝大多数仍为洒水车灌溉、人工管灌、漫灌、水车浇灌，不能保证灌溉均匀、灌溉水量适量，经常出现灌溉过度致使地表积水或地下渗漏，浇灌时水分流失多达20%～30%，影响植物生长，且水源浪费严重。

1.2 灌溉设施与种植模式不配套

绿地灌溉系统设计、施工不够专业和规范。一些设计和施工单位技术不过硬，经常出现喷点布置不正确、喷头间隔不恰当等问题。在城市园林绿地的灌溉方式上，要大力采取节水型灌溉措施，认真全面地设计灌溉系统，提高水资源利用率，在园林绿地的建设过程中，考虑利用天然降水，还要注重铺装材料的渗水性；达到浇灌效果的前提下，不同的浇灌方式也是决定绿化工程能否节水的重要因素。

1.2.1 喷灌。特别适合于密植低矮植物，如草坪、灌木、花卉等。但会出现跑水现象，使水流到人行道、街道，或车行道上，影响周边环境，不易产生地表径流和深层渗漏。

1.2.2 滴灌。除了具有喷灌的主要优点外，滴灌比喷灌更节水（约40%）、节能（50%～70%）。然而，也因管道系统分布范围大而增大了投资成本和运行管理的工作量。现阶段，滴灌主要应用于花卉、灌木、行道树及大面积片林的灌溉上，而在草坪及其他密植植物上则应用较少。

1.2.3 地下滴灌。这是微灌技术的典型应用形式，是目前最新、最复杂、效率最高的灌溉方式。它直接供水于植物根部，水分蒸发损失小，不影响地面景观，同时还可以抑制杂草的生长，是园林绿地中极具发展潜力的灌溉技术，存在不便于管理和维修的缺点。

1.3 加强人力资源管理，提高从业人员的节水意识

当前从事园林绿化事业的工作人员中，有相当一部分不甚了解我国水资源匮乏状况，尚未意识到节水的重要性。表现为设计人员在设计中或倾向于大面积草坪、大型水景等一些高耗水的景观，或缺乏了解植物生态习性，不能合理地配置植物，基于此，当务之急应加大宣传力度，提高从业人员的节水意识，使发展节水型园林的观念广泛深入人心。

近几年来乌鲁木齐市的园林节水灌溉技术如喷灌、滴灌已得到全面推广，同大水漫灌相比可节水50%～70%左右，节水效果明显。但是对各类节水灌溉设施的管理比较粗放，有潜力可挖。制定不同土壤质地、不同物种类、不同的生长季节的园林灌溉标准并由微机控制，是今后园林节水灌溉的发展方向。

2 因地制宜地选择乡土树种

城市园林绿地是一种特殊的生态系统。植物是城市园林绿化的基础，合理的植物种类选择和配置方式是发展节水型园林的关键所在。

（1）因地制宜，注重乡土树种的开发和应用，大量应用耐旱植物，优化园林植物配置，城市园林绿地应该以乔、灌木为主体，以复层植物群落结构为主导，强调绿量和生态效益，即便是选择草坪，也要选择抗旱性强的草种，会大大节约水源。

篇（7）

1.前言

土地整理有广义及狭义之说，广义指土地整理分为农村地整理及省市地整理，狭义指的是农地整理[1]。而目前对农地进行土地整理是我国社会主义初级阶段土地整理的重中之重。科学进行土地整理效益分析，分析影响土地整理效益的原因和受影响程度，可以完善土地整理分析体系，增大对土地整理资金的利用空间，以及加大力度制定实施土地整理规划方案，防止土地整理项目管理风险，进而促进我国土地资源的合理配置，实现国家规定实施的可持续发展政策，对土地整理落实及制定决策具有重大意义与实践价值[2]。

2.土地整理经济效益分析

土地整理是一项需要投入大量人力物力的项目过程，属于经济行为活动。而在土地整理过程中的经济效益则指投资的主体以及各种经济活动的主体在经过进行土地整理时所投入的人力物力所带来的经济效益。按照各国进行实际土地整理实践所获得的经验，可以把开展土地整理实践活动的资金资源主要来自三个领域：首先就是由国家，包括国家中央政府与各地方所有政府；其次，当属于社会企业，主要指在土地整理实践中参与其中的企业；最后，就是个人资金的投入，在进行土地整理时，其土地所有者对整理区域的投资。在这三个投资来源中国家投资占主要地位。其他的经济投资者主要是整理区内的土地所有者，通常是采用投资的方式参与土地整理实践活动，以获得土地整理带来的经济效益。再进行对土地整理经济效益的分析时要注意以下问题：①在开展土地整理经济效益分析时，要注意由于指标的不同，会影响到土地整理项目过程中经济效益的不同。因此，在实际分析中要充分重视各种指标对土地整理经济效益的影响。②土地整理资金投入和土地整理的内容、方向、规划、对策都有直接有关系，不一样土地资源有不同的利用价值，因此对其投放的资金也会又所不同，故在策划土地整理活动时要加以充分考虑，使得其带来更大的经济效益。③土地整理规模指的是在开展土地整理区中所有土地的总面积。土地整理工程量则指开展土地整理实践活动过程中，投放得工作量与土石材料量等；土地整理投资资金的预算为在明确开展土地整理的规模、工程量之后，按照市场平均价格及定额标准对直接投资和投资折资进行的预算[3]。只有在土地整理过程中主要对这些问题的分析，才能更准确的进行资金投放，进而获取更大的经济效益。

3.土地整理社会效益分析

土地整理社会效益指的是在在开展土地整理后对社会环境体系产生的影响以及宏观社会效应的出现，换句话说就是，土地整理就是以促进农村地区经济的发展，缩小农村与城镇之间的经济差距为主要目标的活动。在进行土地整理时把其对社会产生的效益分为三部分：其一，土地整理对资源进行合理配置有一定作用；其二，土地整理对农村环境有一定的影响；第三，土地整理影响着农村社会经济的发展。

土地整理对自然资源进行合理利用具有的作用主要表现在：①有效进行土地的合理利用，坚持协调可持续发展战略，改善土地土壤的肥沃程度，提高土地利用价值。②光温资源的有效利用，在开展土地整理过程中，根据地形尽量把农田按照南北方向进行设计，使得农作物在当天中充分吸收到光能，有效进行光合作用，有助于提高农作物的产量，获得等大的社会效益。③水资源的充分利用，水是生命的源泉，故在开展土地整理项目时要考虑到水资源的充分利用，可在干旱地区修建蓄水池、凿建地下水井等；在水量充足的地区，可以修建各种提水设备，蓄水设施的，使地表水得以充分利用。

土地整理对农村的影响主要表现在：①缓解人地问题，提高粮食产量，我国现在土地整理主要是为了缓解非农建设占用农田问题，增加耕地的面积，解决人地的问题，进而提高粮食的产量。②改善农用设施体系，开展农地整理项目时，同时也对农村、田、地之间的道路以及其他农用设施进行改善，使其得以健全，提高农村的生活质量。③增加农村家庭经济收入，土地整理后粮食产量得以提高，提高了农民的收入。④现代化技术的推广，在土地整理完成后，农村水利设施的充分利用，交通工具的普遍应用以及机械化设备的完善为农民发展经营提供宽阔的平台，实现现代化技术的推广。⑤增加就业几率，整体上提高了农村的社会效益。

4.土地整理生态效益分析

土地整理生态效益指的是开展土地整理项目时对土地整理区内植被、生物、土壤等造成多种有好的或坏的影响，因此，进行土地整理时必须是在不破坏生态环境的前提下，以免产生新的生态破坏。土地整理的生态效益分析主要内容为：土地整理项目落实后，进行植树造林、退耕还林、疏通河道、兴修水利等提高森林植被覆盖率、防治水土流失、提高防洪抗洪能力，优化自然环境结构、改善生态环境而获取的效益。进行土地整理生态环境效益分析应注意的问题①根据我国有关环境法律法规以及按照环境规划进行土地整理是最基本的条件，不可以违反其规定。②开展土地整理项目时应从经济效益、社会效益以及生态环境效益相统一角度进行实施，使得土地整理项目方案有效可行，获取更大的综合效益。③进行生态效益分析时应把定量分析和定性分析结合起来，这是现在我国各地开展土地整理生态效益分析首选的分析法。

5.结束语

开展土地整理不仅可以提高社会的经济效益，同时对社会效益以及生态效益也有很大的影响，尤其是农地整理，在农地整理项目完成后，该整理区土地就会得到合理利用及良性循环发展，从而贯彻落实国家协调可持续发展策略，同时也完全按照土地整理的要求。开展土地整理，实行对农田、水资源、道路、树林植被等的综合治理，可以减少农田、土壤污染受污染的程度，增加了耕地土壤的肥沃性，改善农村田地之间的气候，降低自然灾害的发生率，改善农村生态环境质量，健全农田排水设备系统，完善了农村小生态系统，使农作物产量不断增多，农业增产增收，农民经济收入有所提高，国家政府对农地整理的重视并给予大力的支持，有助于坚定我国农村发展农业经济再以农业发展带动其他产业发展的信心，促进国家经济的快速发展。

参考文献

篇（8）

湿地是地球上具有多种独特功能的生态系统，它不仅为人类提供大量食物、原料和水资源，而且在维持生态平衡、保持生物多样性和珍稀物种资源以及涵养水源、蓄洪防旱、降解污染调节气候、补充地下水、控制土壤侵蚀等方面均起到重要作用，由于它具有不可替代的生态功能，它也被称为“地球之肾”。

中国生态型节约园林有很多案例，如在杭州具有代表性的就有西溪湿地国家公园，它正是在这样一片生态资源丰富、自然景观质朴的湿地上建成的，它是目前我国第一个集城市湿地、农耕湿地、文化湿地于一体的国家湿地公园。

风景园林规划与设计不仅能够反映不同地域的地理、地貌等自然环境特征，还在一定程度上折射出人类社会的各个侧面。在不同的国家或地区，由于自然因素及社会因素的不同，导致当地具有独特的地理、地貌和文化传统特点，使当地的风景园林出现风格迥异的面貌。风景园林设计总是敏感的反映着这种当地文化思潮、思想体系、社会生活需求以及经济技术条件，这样风景园林设计就会具有某种倾向性，而这种倾向性往往就引导着当地风景园林出现其独特风格而又包含其内在的逻辑发展轨迹，也就形成了当今世界千姿百态风格迥异的风景园林。

1、坚持生态优先原则，倡导生态节约型绿化体系

按照生态优先的理念，以乔木为主，科学配置植物群落，提高城市人工群落的生物多样性，营造节约型园林。

（1）以乔木为主，科学搭配植物群落。遵照城市绿化以乔木为主的原则，按乔、灌、藤、草多层结构和科学搭配的方法开展城市绿地建设，不仅提高了植物群落结构的稳定性、生物多样性和生态安全性，而且大大提高了城市的生态效益和景观效益。

（2）控制修剪植物应用，减少绿地养护费用。在园林绿化建设和维护过程中，要进一步转变机制，通过引入作业社会化和市场竞争，采取招标投标、工程质量监督、信用体系监督等方式保障工程和养护质量，降低建设和维护成本。

2、科学制定园林绿化设计，构建节约型绿化体系

（1）在绿化设计中，树立节约型绿化设计理念，大力倡导“以植物为主体，水土为要素”的园林设计思想。倡导绿地建设向自然生态转型，坚持“适地适树”、“以乡土树种为主”、“物种多样性”原则。根据本地的自然条件和资源特点，使用成本低、适应性强、本地特色鲜明的乡土树种，利用自然植物群落和野生植被，营造具有浓郁地方特色的自然景观。

（2）在种植设计上，注重按植物群落结构进行合理配置，增加乔灌、藤、宿根花卉的使用，力求扩大绿地复层结构比例，充分发挥绿地的最大生态效益。试验表明，乔灌木的耗水量远低于草坪，而生态效益却比草坪高得多，10m2树木产生的生态效益与50m2生长良好的草坪相当。大量应用耐旱植物，不仅能节约大量水分，还能营造独特的景观。

（3）采用地面透气透水性铺装，减少水资源浪费。

3、努力降低成本，积极推进资源节约型绿化体系

当今社会，水资源紧缺，能源供应紧张，集约节约利用土地、水资源和能源，是推进节约型绿化的必然选择。通过在园林绿化中开发、应用和推广节水、节地、节能和节材技术，以技术进步促进园林绿化的节约。

（1）大力推广节水型灌溉方式。在达到浇灌效果的前提下，不同的浇灌方式也是决定绿化工程能否节水的一个重要因素。因此，要降低园林事业对城市水资源的消耗，就必须大力推广节水型灌溉方式。可采用喷灌、滴灌、地下滴灌等方式进行植物灌溉，这样既可节约用水，还能节省劳力，工效较高。据统计喷灌比地面灌溉可节省水约30%～50%，滴灌比喷灌可省水约40%，可节能50%～70%。地下滴灌是目前最新、最复杂、效率最高的灌溉方法，它直接供水于植物根部，水分蒸发损失小，不影响地面景观，同时，还可以抑制杂草的生长，是园林绿化中极具发展潜力的灌溉技术。

（2）合理利用城市生活污水、中水灌溉，降低生产成本，提高废水利用率。利用处理过的生活污水进行灌溉，既可提高土壤肥力，又降低了生产成本，同时，还可根据生活污水中有机质含量高，在冬、春2季选定取水时间段，大量抽取城市生活污水，对土壤瘠薄的绿地实施污水灌溉，是增加土壤肥效、提高植物生长量、降低管理成本的有效方式。注重雨水的回收利用，提倡使用再生水灌溉。

（3）大力推广环保项目的建设，对植物的死干、枯枝、落叶、树皮等再回收处理，可作为园林绿化的生物性肥料。

（4）充分挖掘每一寸土地的潜力，实现单位土地面积生态效益的最大化。大力推行立体绿化的力度，充分利用各种攀援和爬墙植物，将能够绿化的各类墙体、天桥、屋顶和桥墩绿化起来，能有效地增加城市的绿量和绿视率。

4、结合西溪湿地公园案例分析生态节约型园林

综合以上几点以后，结合西溪湿地公园来一一分析：首先是坚持生态原则，这点上西溪湿地公园完全可以做到，这里本身就是一片湿地，有着它自己的生态系统，只要稍加改动就可以成为一个生态公园。其次科学制定园林绿化设计，内部建立生态净化系统，农居拆迁后，留下的地表，在充分尊重原有地形、地貌、植被的基础上，采用乡土树种进行植被恢复，既不破坏形象有保护了那里的环境。在护堤设计上采用了柳树桩代替松木桩，因为松木桩没有生命力，永远是死桩，不能生根、发芽，但柳树桩是活桩，柳树桩经过一段时间后会生根、发芽，这样不但护堤效果好，而且对整个生态环境的改善大有益处。在满足工程强度要求的情况下，均采用活柳树桩护堤护岸。这种原生态的驳坎方式非常有利于泥鳅、黄鳝类生物的生存，设计人员还设置水禽栖息地，让更多的鸟类禽类能够来这里嬉戏，也不失为一个具有特色的景点，这就是与自然和谐相处的实例啊。最后在推进资源节约型绿化体系的过程中，西溪湿地里补种了约1000亩的芦苇，它不仅是景致的一种恢复，更是达到水体的净化―――据介绍在英国的许多加油站四周，常常会种植芦苇，因为污水流经芦苇地后水质能够得到明显改善，这样使用后的污水一旦流入西溪水系中也可以经过净化被植物所利用；在地面铺装上尽可能采用透水性材料，这样可以将水再次收集并加以利用；绿化时以乡土植被为主，没有像有些城市以为引进国外的名贵树种，而是以保持当地原貌为主，凸显当地景观的特色。其实，西溪湿地公园还有其他一些措施来保护当地的生态，比如控制旅游人数，湿地内全部实行管网配置，还有营造大水面、浅滩和水草地以供更多的植物、昆虫和鸟类能在西溪生存、繁殖等。总之，西溪湿地公园就是这么一个原生态的、具有独特设计的生态节约型园林。

5、结语

随着全球追求生态发展的主题下，景观园林建设应该满足当展理念的需求，应科学应用建造生态型节约园林发展策略，才能真正创设环保、节能、低碳、高效的优质园林工程，调节城市生活生态平衡，为人们建造舒适、绿色园林景观环境。

篇（9）

1.2水源地保护区生态补偿标准的确定

1.2.1面向上游的水源地保护区生态建设补偿将水库上游水源涵养区各项生态建设的投入作为水源地生态补偿，上游水源地地区既是生态贡献区又是生态受益区，下游地区是单纯生态受益区，应共同分担上游地区的生态建设成本。

1.2.2面向下游的基于上游发展权限损失的补偿水源地保护区为了整个流域的生态环境建设而放弃一部分产业的发展，从而失去了获得相应效益的机会，下游受益地区必须对上游水源地保护区人民的发展权损失予以一定补偿，可选择不同补偿方式进行补偿。生态补偿核定方法采用机会成本法，

2汾河水库生态补偿实例分析

2.1汾河水库概况汾河水库位于山西省太原市娄烦县境内，距省城太原市83km。坝址以上控制流域范围包括山西省忻州市宁武县、静乐县，吕梁市岚县和太原市娄烦县四县，流域面积为5268km2，占四县总面积92.5%。汾河水库库区水域面积32km2，总库容7.2×108m3。此外，自2003年山西省引黄工程南干线开通以来，平均每年引黄河水约9000×104m3，并向省城太原市供水，汾河水库作为引黄入并工程的调蓄水库，已成为山西省最大的饮用水水源地。

2.2汾河水库生态补偿的主体和对象汾河水库生态补偿的主体应当是太原市主城区的300×104多个市民、企业事业单位等用水主体及市政府。而补偿对象包括因保护水质、涵养水源付出成本及影响经济发展的水源地农民、水源管理部门和当地政府。

2.3汾河水库生态补偿额度和核定方式生态补偿核定方法确立可从两方面衡量。水源地相应主体为保护生态环境所付出的成本。包括直接投入成本（即环境整治、生态建设、污染治理等工程项目所需资金）和机会成本（即由于保护生态而导致的发展机会丧失）两部分。投入成本可准确测算，而且机会成本可用水源地居民收入与全市人均收入水平的差距测定；通过保护水源所产生效益。包括经济效益和生态效益两部分。其中，经济效益可根据输送水资源量按不同价格（包括政府补贴部分）扣除输水成本及加工成本而带来的效益；生态效益一般依据水资源的娱乐、旅游、休憩和调节水量、水土保持、水源涵养、废物净化等生态服务功能等方面测定其生态效益。确定补偿核定方法要综合考虑水资源保护成本和效益两方面因素，实现补偿效果与补偿意愿相协调。

2.4汾河水库生态补偿计算方法

2.4.1汾河水库水源地保护的直接成本核算按照娄烦县“十二五”期间省城水源地汾河水库环境治理保护规划，“十二五”期间全县规划实施水保造林、污染治理、基础设施改善、发展及民生保障、循环经济五大工程。水保造林工程。新增林地200km2；配套建设林地节水灌溉工程31处；占地补偿15.3km2；汾河水库库周塌岸治理21.4km；汾河湿地公园建设32×104m2；污染治理工程。建设生活垃圾处理厂1座，实行村收集、乡转运、县处理；建设小型生活污水处理站22座；河道治理新筑堤坝122.6km，清淤疏浚98km；涧河源头治理4km；基础设施改善工程。县城旧城改造安置4033户17844人，库周小城镇建设安置4992户19444人；建设公路58km；产业发展及民生保障工程。兴建养殖小区100个；发展日光节能温室3000栋、温室大棚6000栋；开发生态公益性就业10116人。以上项目每年需生态保护资金10.84×108元。

2.4.2汾河水库周边地区保护水源经济发展损失补偿根据太原市、娄烦县2010年城镇居民人均收入、农民人均纯收入水平测算。机会成本=（参照地城镇居民人均可支配收入－水源地城镇居民人均可支配收入）×水源地城镇居民人口+（参照地农民人均纯收入-水源地农民人均纯收入）×水源地农业人口＝（17258-10667）×27589＋（7611-3109）×97538＝620955175≈6.21×108元。综上所述，依据水源地生态涵养成本－效益测算生态补偿核定方法模式，对汾河水库生态保护区总体补偿额应确定为每年17.05×108元。

篇（10）

中图分类号：F321.1 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2013）25-0027-04

农村土地整治的目的之一是追求良好的生态环境效益。农村土地整治的活动是通过一系列的生物、工程措施，改变土地资源的原位状态，对其涉及区域的水资源、土地资源、植被和生物等环境要素及其生态过程产生直接或间接、有利或有害的影响。该影响可能使自然生态系统正向演替，即产生正的生态效益；也可能使自然生态系统逆向演替，产生负的生态效益。国内外土地资源开发实践表明：如果不遵循自然规律，对土地进行盲目的开发和整理，在若干年以后，可能为了今天的这种忽视土地生态保护的农村土地整治行为付出更大的代价。如果通过农村土地整治，不但增加了耕地面积并且改善了区域的生态环境，那么将可以全面地提高农地的质量、增加产出率并保证农业的可持续性发展。因此，在农村土地整治的过程中对工程可能造成的对于生态环境方面影响的分析这一问题就显得非常重要。

一般地，在农村土地整治的初级阶段，主要是对零星未利用地、废弃地归并集中，配套完善农业基础设施，达到改善经营生产条件，促进大规模的农业发展的效果，提高土地生产效率，但对农业生态环境却产生了一定的负面影响，最终使土地利用不可持续，导致农村土地整治工作的失败。随着经济和社会的发展，要求农村土地整治强调保护生态环境的重要性。农村土地整治发展到高级阶段，赋予了改善生态环境的重要内容。很多学者从不同角度对农村土地整治生态效益进行了定性分析和定量评价[1～7]，然而其侧重点仍在定性化分析。本文在总结前人研究的基础上，探讨采用综合指标评价法对农村土地整治生态效益进行定量评价，以期促进传统的农村土地整治向现代意义的农村土地整治转变，即在农村土地整治的过程中要注重生态保护，这样才能通过农村土地整治追求经济、生态环境效益的协调和统一，实现土地可持续利用的目标。

一、综合指标评价法评价概述

农村土地整治中的生态效益评价作为生态评价的一种类型，它与其他生态评价有相似性；但是这种评价与政策相关，所以它又具有特殊性。如何实现农村土地整治中生态评价的共性和个性的统一，这就涉及农村土地整治中的生态效益评价的核心问题：（1）评价内容应包括哪些；（2）如何进行生态评价；（3）如何实现生态效益与经济效益的统一。

农村土地整治评价内容由两部分组成：一部分与农村土地整治的对象无关，如水资源供需平衡等；一部分与农村土地整治的对象有关，如荒山荒坡开发的主要环境问题是防止水土流失，滩涂、圩区开发的主要生态环境问题是系统的蓄水能力是否减弱，野生动植物生境是否破坏等。

农村土地整治的生态系统评估与其他生态评价的方法一样，要与实际的工程项目结合，选择合理的评估方式、选择适当的指标与标准等。对于土地利用的生态效益评价而言，主要是围绕水土利用及其影响展开的，所以一般选用土地退化程度、水资源影响程度、气候调节作用等指标。作为生态环境效益的评价方法，它有收集资料、编写纲要等各项步骤。但是，农村土地整治又具有特殊性，在评价过程中要考虑国家政策因素。结合农村土地整治中生态环境评价的一般性和特殊性，可以确定其评价的技术路线（见下页图1）。

综合指标评价法能够表征农村土地整治生态环境的状态和趋势，但指标选择易受评价者的主观影响。

二、农村土地整治生态效益综合指标评价模型

（一）评价指标体系构建原则

指标体系的构建主要遵循下述四项原则：（1）可比性原则。可比性原则是指确立的指标含义明确，计算口径一致，核算方法统一，从而达到静态和动态具有可比性，不同地区之间具有可比性，不同时期具有可比性，以保证比较结果的合理性和科学性。（2）定性与定量相结合原则。指标进行选取时，定性与定量要相互结合，并且尽可能采用定量指标。社会效益分析方面多采用定性指标，经济和生态效益分析多采用定量指标，从而保证指标的量化。（3）可操作性原则。指标体系应该具有很强的可操作性，因此要尽可能选用现有的统计数据和易于收集的资料，对难以统计和收集的数据暂时不列入指标体系，从而减少数据收集的困难性。（4）可参考性原则。通过效益分析，对拟建项目的经济效果做出预测，综合评价项目在生产上是否可行，技术上是否先进，经济上是否有利，社会和生态上是否有益及市场风险大小等，为项目的开发建设决策提供科学依据。所以，效益分析必须遵循可参考性原则，为农地整理项目投资决策提供服务。

（二）评价指标体系构成及其分析

由于农村土地整治项目需要借助一系列生物、工程措施对水、田、路、林、村进行综合整治，在此过程中不可避免地会对项目区及其背景区域的水资源、水环境、土壤、植被、大气、生物等环境要素及其生态过程产生诸多直接或间接（累积效应）、有利或不利的影响。因此，科学的农村土地整治应该有一个全局的观念，既要考虑到如何更多地增加土地数量和提高质量，又要考虑到土地生态系统各要素之间的相互关系，搞清农村土地整治过程中一些生态要素的改变对土地系统本身及周边生态景观的影响是好是坏。充分认识这些可能产生的影响将有助于建立完善的农村土地整治生态评价指标与标准体系。本研究结合农村土地整治项目实际，确定农村土地整治生态评价指标如下四类。（1）生态用地变化程度。生态用地主要是指地表绿色覆被，附着于多种用地类型，包括林地、牧草地、园地及耕地（水田和旱地）等。生态用地变化率具体包括绿色植被覆盖率、人均绿地面积增加（减少）率、林地覆盖率、草地覆盖率、防护林密度、水域面积增加（减少）率等。具体项目评价时可根据项目实际选择全部或者部分指标作为评价指标。（2）景观结构功能变化程度。具体可包括景观多样性、土地垦殖率、水田面积增加率等指标。对于土地复垦项目还可以包括建设用地（废弃砖窑、废矿等）转为农用地面积等。（3）生产能力提高程度。包括中低产田改造率、田块规整率。（4）自然灾害防治能力提高程度。包括水土保持改良率、灌排保证率等。对于丘陵地区还包括坡地改梯田改造率；而对于圩区农村土地整治项目而言，水土流失不是主要限制因子，水土保持改良率可不选择。

根据农村土地整治生态环境评价的目的、内容以及评价指标选取原则，其指标体系主要从生态结构指标、生态功能指标与环境质量指标三个方面反映农村土地整治项目实施前后对项目区生态环境产生的影响，具体的评价指标体系构建（见下页表1）。

农村土地整治的生态环境评价应针对特定的土地利用类型进行，不同地区、不同类型的农村土地整治生态环境评价指标体系可能存在较大的差异。因此，对于不同的区域、不同的项目，可以采取调整指标权重（不需要的指标赋予0值），或进行指标的增减调整，以突出不同项目的特性。按照选定的农村土地整治项目的评价指标，调查或估算项目实施前后的实际指标值，指标值可以是数字化的定量值，也可以是描述性的定性值。

（三）权重确定（AHP法）

由于土地利用总体规划的实施是一个复杂的系统工程，因此，本文采用定性和定量分析结合、能对复杂系统的评价思维过程数字化，且具较强的逻辑性、实用性和系统性的层次分析（AHP）法，通过土地管理部门、研究领域的15位相关专家来具体确定各层次指标的权重。具体过程如下：

1.建立多级递阶结构。将问题分为若干组成部分或要素，按照属性的不同把这些要素分成若干组，每一组构成一类，不同类别之间互不相交，即建立完全独立性结构，其特点是上一级要素都有各自独立的、完全不同的下级要素。同一级的要素作为准则，对下一级的全部或部分要素起支配作用，同时它又受上一级要素的支配，因而形成了自上而下的逐级支配关系的多级递阶结构（见下页表1）。

2.构成判断矩阵。在建立多级递阶结构之后，假定以上一级的要素作为准则，且对下一级的要素有支配关系，聘请土地管理部门、研究领域的15位相关专家，针对该级中两个要素，i元素与j元素哪一个重要和重要程度以数量形式表示出来。即aij设表示i元素与j元素相对重要度之比，且有下列关系（即为反对称阵）aij=，aij>0，aii=1 i，j=1，2，…，n 。显然比值越大，则i的重要度越高。为了方便，一般取1、3、5、7、9分别表示i元素与j元素同样重要、比较重要、重要、很重要、极重要。本文根据研究实际需要，取1，1.5，2，3分别表示同样重要、略微重要、稍重要、比较重要。由这些数值aij作为矩阵中的元素，构成两两要素比较的判断矩阵。

判断矩阵是层次分析法的基本信息，也是进行相对重要度计算的重要依据。

3.层次单排序。层次单排序是根据判断矩阵计算对于上一级别某因素而言，本级别与其有关的元素的重要性次序的权数。层次单排序的权重值可通过解特征值问题即AE=λmaxW，求出正规化特征向量而得到。式中A为判断矩阵，λmax为A的最大特征根，W为相对于λmax的正规化特征向量，W的分量Wi，i=1，2，…n为相应元素层次单排序的权重值。

对于n阶判断矩阵，其最大特征根为单根，且λmax≥n。当λmax=n，其余特征根均为0时，则A具有完全一致性。如果λmax稍大于n，而其余特征根接近于0时，则A具有满意的一致性。检验判断矩阵的一致性，需计算一致性指标：C.I.=。

当C.I.=0时，判断矩阵A具有完全一致性，反之亦然。

R.I.为判断矩阵的平均随机一致性指标。判断矩阵的一致性指标C.I.值与同阶平均随机一致性指R.I.标值之比称为判断矩阵的随机一致性比例，即C.R.=。

当C.R.

4.层次总排序。即计算每一级别所有要素对于总目标的相对权值。由上层到下层逐层顺序进行：计算结果得出最低层次要素-决策方案优先顺序的相对权重。如果上一层次所有要素A1，A2，…，Am的层次总排序已定，其对应的权值为a1，a2，…，am，与Ai对应的本层次要素B1，B2，…，Bn单排序结果为bi1，bi2，…，bi.3，且Bj与Ai （i=1，2，…，m；j=1，2，…，n）无关系，则bij=0，层次总排序即指标权重。

5.一致性检验。层次总排序后，需要检查整个递阶层次模型的判断一致性。方法是计算C.R.，其值小于或等于0.10，则认为层次总排序具有满意的一致性，否则，调整判断矩阵，直到满意。这里，C.I.=aiC.I.i，R.I.=aiR.I.i，其中，C.I.i，R.I.i，分别为与ai对应的B层次中判断矩阵的一致性指标和随机一致性指标。

可见，层次分析法能统一处理评价中的定性定量因素，具有系统性、适用性、实用性和简洁性的特征。

（四）确定阈值，计算综合指数

根据评价的原则和要求，结合??市的实际情况，确定评价指标体系中各指标的上限值和下限值。

所有指标上限值的分值之和为100，表示在正常情况下农村土地整治实施到极限时该项指标应该达到的最佳程度。

设立下限值就是为了排除或剔除其他影响对测算农村土地整治实施效果的干扰。所有指标下限值均为0，表示农村土地整治实施对此时的指标值没有发挥任何作用，是其他影响因素的结果。

根据??市的实际情况，按以下公式计算各项评价指标实际得分值Pij：（下转103页）

（上接29页）

（1）若指标实际值小于（或等于）上限值即qij≤mij，则指标实际分值：

pij=100× （i=1，2，3，4，5；j=1，2，…）

（2）若指标实际值大于上限值即qij>mij，则pij=fij×100。

（3）若指标实际值小于限值即qij

其中，pjj表示??市各项指标得分值，qij表示各项指标实际值，mij、nij分别表示各项指标上限和下限值。

根据各指标分值采用逐层加权求和计算得到。把各项指标实际得分值pij相加得到评价的总分值p，即p=∑fijpij。

三、结语

本文在综合前人对农村土地整治生态效益进行的定量评价的基础上，总结了综合指标法的应用原则、指标体系和具体测算过程，以期为定量化刻画农村土地整治生态效益提供依据。

参考文献：

[1] 张晓锁，王语.对土地整理生态效益评价的思考[J].天津农业科学，2009，（2）：30-32.

[2] 梁磊磊，邹子建.陕西省农村土地整理生态效益评价研究——以延安市为例[J].黑龙江生态工程职业学院学报，2009，（5）：1-3.

[3] 黄燕，翟有龙.阆中市土地整理生态效益评价初探[J].西南石油大学学报：社会科学版，2013，（3）.

[4] 孙奇奇，宋戈，李轩修，王伟娜.土地整理生态效益评价研究——以河南省临颍县大郭等4个土地整理项目为例[J].国土资源情报，2012，（6）：51-56.