文化生态村综述（精选10篇）
文化生态村综述 篇1
摘要：生态博物馆是20世纪60-70年代新博物馆运动的产物。这一概念区别传统的博物馆理念, 提出把区域、遗产、记忆和当地民众作为一个整体加以保护, 以达到文化的完整性和本真性。起初, 这一概念被看作是非物质文化遗产保护的理想模式, 但生态博物馆在不同国家和地区的实践过程中, 产生了不同的效果。文章通过对国内外有关生态博物馆文献的研究, 分析了不同学者对生态博物馆概念的理解和实践效果的评价, 试图找出生态博物馆在实践中存在的问题, 希望对生态博物馆在中国的发展起到一定的借鉴作用。
关键词：生态博物馆,非物质文化遗产,保护,综述
一、引言
20世纪50年代末至60年代初, 迅速发展的工业社会对人性的压抑和对自然的破坏, 引起人们的极大不满, 人们要求文化的自然回归。同时, 世界范围内非洲殖民地国家的独立、北美和拉美种族平等权利的斗争, 使得“小种族”和“小部落”文化的重现其价值。在这种背景下西方产生了新博物馆运动, 推动改变传统博物馆的方式。20世纪60年代, 法国在乌尚地区开始实践人处于自然环境中的生态博物馆模式;1971年, 法国人乔治·亨利·里维埃和雨果·戴瓦兰提出了“生态博物馆”一词, 并在当年巴黎举行的国际博物馆协会大会上被充分认可。生态博物馆运动的创导者、被称为“生态博物馆之父”的乔治·亨利·里维埃称“生态博物馆是由公共权力机构和当地人民共同设想、共同修筑、共同经营管理的一种工具”。生态博物馆概念提出后, 产生了很大影响, 世界上很多国家和地区都先后成立生态博物馆, 并认为生态博物馆是保护人类文化遗产和非物质文化遗产的一种较为理想的方式。作者在CNKI中, 以“生态博物馆”为关键词进行搜索, CNKI中关于生态博物馆最早的文献是1986年第4期《中国博物馆》杂志刊登的三篇文献, 并且都是已经翻译成中文的法国文献。中国本土的关于生态博物馆的文献是安来顺的关于中国第一座生态博物馆的可行性报告, 而真正将生态博物馆理论引入中国, 并就中国现实情况展望生态博物馆发展的应该是苏东海。同时作者又以“ecomuseum”为关键词在Sciencedirect、ASP、BSP数据库中搜索到相关英文文献。随着社会文明的不断进步, 人类非物质文化遗产的保护模式同自然的和谐程度越来越受关注, 利用生态博物馆保护人类非物质文化遗产显然是一种倍受希望和期待的模式。但生态博物馆保护模式是否如人们所期待的那样发挥作用, 是该领域研究必须要面临和回答的问题。因此本文就生态博物馆的基础理论、中外实践及实践中遇到的问题进行了归纳和总结。
二、非物质文化遗产与生态博物馆
(一) 非物质文化遗产及其保护
联合国教科文组织在2003年10月17日通过了《保护非物质文化遗产公约》, 在公约中定义了非物质文化遗产是指“被各社区、群体, 有时是个人, 视为其文化遗产组成部分的各种社会实践、观念表述、表现形式、知识、技能以及相关的工具、实物、手工艺品和文化场所。这种非物质文化遗产世代相传, 在各社区和群体适应周围环境以及与自然和历史的互动中, 被不断地再创造, 为这些社区和群体提供认同感和持续感, 从而增强对文化多样性和人类创造力的尊重。”并按照非物质文化遗产的定义规定了非物质文化遗产包含的内容有口头传统和表现形式 (包括作为非物质文化遗产媒介的语言) 、表演艺术;社会实践、仪式、节庆活动;有关自然界和宇宙的知识和实践以及传统手工艺。
对于非物质文化遗产的保护, 学术界越来越重视维护遗产的原真性和完整性, 刘迪提出非物质文化遗产具有动态性、民间性、边缘性和现存性, 李利和华晨认为非物质文化遗产的定义就已经“明确地将非物质文化的表现形式和其产生的空间联系在一起”。因此作为“活态”存在的非物质文化遗产, 若要完整的保存下来并得到传承, 就不能将它与其产生和发展的环境割裂开来。
(二) 生态博物馆
生态博物馆是20世纪60-70年代, 西方兴起的新博物馆运动的产物。由法国人乔治·亨利·里维埃和雨果·戴瓦兰提出了“生态博物馆”的概念, 这一概念一经提出, 得到了广泛的关注。1971年这一概念得到国际博物馆协会大会的认可, 1972年国际博物馆协会的讨论会上对这一概念做了更进一步的明确, 同年在圣地亚哥举行的国际博协和联合国教科文组织的圆桌会议上, 又提出了“整体性博物馆”的概念, 各个国家在实践过程中虽然有不同的命名, 如拉美的“community museums” (社区博物馆) 、西班牙的“cultural parks” (文化公园) 等, 我国也有学者用“开放式博物馆”的叫法, 但内涵和性质还是属于生态博物馆。
对于生态博物馆的概念, 国内外学者大都比较肯定乔治·亨利·里维埃提出的定义, 即生态博物馆是“由公共权力机构和当地人民共同设想、共同修筑、共同经营管理的一种工具”, 是“一面镜子”, 是“人类和自然的一种表现”, 是“时间的表现”, 是“空间的一种解释”。它是在一定的区域内, 将区域中所有的有形和无形文化共同加以保护, 以达到完整性和真实性的博物馆保护方式。生态博物馆不同于传统博物馆, Gerard Corsane认为传统博物馆=建筑物+藏品+专业人员+大众参观者 (Traditional Museum=Building+Collections+Expert staff+Public visitors) , 而生态博物馆=区域+遗产+记忆+当地民众 (Ecomu seum=Territory+Heritage+Memory+Population) , 同时他还里列出了生态博物馆的21条特征。南茜·福勒认为生态博物馆是“管理教育、文化和技能变化的机构”, 是“邻里博物馆或街区博物馆”, 充当了“调解人的角色”。Alain Joubert则通过法国的实践, 把生态博物馆分为“出于中心地带的生态博物馆”、“与区域经济发展项目有关的生态博物馆”和“区域性科学研究和动植物保护生态博物馆”。中国学者苏东海、黄春雨、胡朝相等也就生态博物馆的基本含义作了阐述, 但大多还是论述或介绍西方学者的观点, 并没有太大突破。
三、生态博物馆在非物质文化遗产保护中的作用
自从生态博物馆概念产生以来, 很多国家和地区都就这一概念进行了实践, 创立了生态博物馆, 如法国克勒索和蒙锡的工业生态博物馆、墨西哥建立的学校博物馆和社区博物馆、美国亚克钦印第安社区生态博物馆、加拿大魁北克生态博物馆、中国贵州梭嘎生态博物馆等。通过这些生态博物馆少则十多年, 多则三四十年的实践, 生态博物馆模式是否像人们最初设想的一样, 是一个保护非物质文化遗产的完美模式?就这个问题, 学者们有很大分歧。主要观点可以概括为三类:
第一类, 认为生态博物馆概念和设想与非物质文化遗产的保护要求十分吻合, 利用生态博物馆保护和传承非物质文化遗产是理想的模式。李利和华晨认为“将开放式博物馆的概念引入城市规划中, 是解决城市复兴和历史地段保护中各种问题的有益探索”, 是“值得尝试的方向”;Gerard Corsane认为生态博物馆模式是南非罗本岛博物馆全新的遗产管理方式, 并可以由生态博物馆的概念对遗产做一个评估;Mary-Catherine E.Garden认为由于遗产的组成部分复杂而又相互关联, 所以单独取某一方面去保存是一种错误或误导, 利用生态博物馆模式进行全面的保护更加合理;Amareswar Galla通过对越南的研究指出生态博物馆是保护非物质文化遗产和文化多样性的可行道路;Coral Delgado认为在法国的生态博物馆通过多种多样的文化活动, 展示了长久以来不曾展现的少数民族文化遗产;Linda Young在研究了澳大利亚的9个village museum后, 认为在满足一定条件时, 生态博物馆是可以起到保护文化遗产的作用的。
第二类则认为生态博物馆的设想是美好的, 但在实践中遇到太多困难, 使得实际情况与最初状况相差甚远, 甚至完全相反。G.Corsane和P.Davis等人通过对意大利北部皮埃蒙特区和利谷里亚区的五个生态博物馆的研究发现, 生态博物馆的实践和其原本的思想还是会有一定差距, 提出“任何生态博物馆要想完全符合其创立原则并成为一个真正民主组织, 在具体实践中都会打折扣”;黄小钰认为生态博物馆并不如当初人们设想的一样, 是保护非物质文化遗产的理想方式, 而是在“艰难的实践中起伏”;佛朗索瓦·于贝尔认为20世纪70-80年代, 法国生态博物馆的发展无论从其管理方式还是思想意识上, 都已经“表现出了忘却其自身历史的惊人能力”;潘年英通过自己先后两次对梭嘎生态博物馆的考察, 发现当地建立生态博物馆在运行过程中矛盾重重, 不仅没有传承和发扬当地长角苗文化, 反而使得这些文化符号日渐消逝。
第三类观点相对比较温和, 认为生态博物馆的现阶段实践是与最初理论有一定冲突, 但或许经过修正和发展, 还可以有效地达到原有目的。刘迪认为生态博物馆对保护非物质文化遗产来说是一种更高明的办法, 但在实践中会出现数量、意志矛盾、旅游破坏、维护和“变化”之间的矛盾, 并对这些矛盾的解决提出了自己的建议;意大利学者毛里齐奥·马吉针对中国的生态博馆项目研究后指出实际存在的矛盾如博物馆区域缺乏交流, 少数民族处于孤立和分离的状态, 同时生态博物馆项目的资金来源也不容乐观, 但他提出四点建议并认为中国的生态博物馆项目正处于新的发展阶段;马克·摩尔在对生态博物馆的定义进行了分析后提出了生态博物馆的镜子功能、窗户功能和展柜功能, 但对生态博物馆的发展, 他提出“怎样保持生态博物馆的展柜功能, 而不伤及镜子的功能”的疑问;Gaby Scaon作为法国Pierre Loti's House博物馆的馆长, 认为生态博物馆成立后, 旅游观光者与博物馆展览之间存在一定冲突, 但通过努力可以找到解决的途径。
四、生态博物馆的中国化
生态博物馆的概念提出后, 中国于1997年与挪威合作在贵州梭嘎成立了第一座生态博物馆, 后来又在贵州、广西、内蒙古、云南等地陆续成立生态博物馆, 截至2008年, 中国已经成立了十六座生态博物馆。中国的生态博物馆大多集中的西南地区, 尤其以少数民族村落为主, 用以保护鲜为人知的珍贵少数民族文化遗产。尽管在生态博物馆概念初到国内时就已经有学者对这一理念及其实践做了阐述并提出了建议, 但是在具体的实施过程里, 中国的生态博物馆发展的并不如预期那样顺利, 有的甚至出现了变形。毛里齐奥·马吉在其研究中指出, 几乎所有的生态博物馆都面临着两个问题:一是与本地区特殊性相联系而产生的问题;二是博物馆的组织建制问题。国内也有很多学者如苏东海、黄春雨、潘年英、甘代军、杨志刚、曲冠杰等, 对生态博物馆中国化问题展开探索和反思。生态博物馆在中国化过程中, 显现出的问题主要集中在以下几点:
第一, 生态博物馆以保护西南地区或其他地区少数民族文化传统为主, 而这些聚集了原汁原味文化传统的村落大都集中在经济较为落后的地方, 与西方发展生态博物馆相比较, 这里的生态博物馆建设是被动的、缺乏民众意识的。在民族文化保留较为完整的地区, 由于其经济的落后、当地民众受教育程度等因素的限制, 生态博物馆范围内的居民最初并没有意识到自己的生活是一种极富价值的文化。而自上而下地推行生态博物馆只会造成区域内居民缺乏文化自豪感和保护意识, 与专家学者和政府机构存在沟通交流的障碍。
第二, 由于中国的生态博物馆大部分是自上而下地推行建立, 就使得乔治·亨利·里维埃所设计的“生态博物馆是由公共权力机构和当地人民共同设想、共同修筑、共同经营管理的一种工具”在中国产生了一定的背离。按照生态博物馆理论, 生态博物馆的馆里应当由公共权力机构、博物馆专家和当地民众三方组成。西方生态博物馆的建立是区域内民众出于对本地区文化的保护而逐层向上促成其建立, 资金来源大部分为民间自筹或募捐;中国生态博物馆自上而下的推行方向以及其日常运作管理资金来源的单一, 使得博物馆日后的管理逐渐成为一方即政府作主。导致很多生态博物馆的管理人员就是行政管理人员, 既不具备博物馆管理的专业技能, 也缺乏对区域内文化的认同, 博物馆管理人员形同虚设。
第三, 生态博物馆的目标在发生改变。中国的生态博物馆地处经济欠发达地区, 很多属于博物馆范围内的区域还没有达到温饱水平。因此在成立生态博物馆之初, 就已经确定了它的一项责任, 即带动当地经济发展, 提高人民生活水平。这就产生了一个很大的矛盾甚至引发畸变。如同毛里齐奥·马吉先生所说, 文化多样性之所以面临消失的危险, 主要有两个原因:一个是当地人不知道文化遗产的价值而毁坏它, 另一个则是当地人认识到了文化遗产的价值而转卖它。潘年英在对梭嘎生态博物馆进行田野考察时具明显的发现, 运行若干年后的梭嘎生态博物馆, 已经很难找到自然的文化印记, 有的只是民俗旅游村一样的民俗表演, 以此来向旅游者赚取一些费用。如何将自然的传统文化和脱贫致富协调起来, 是一个不容易平衡的难题。
在生态博物馆是否适合中国国情, 是否能够顺利中国化的问题上, 还有学者如尹绍亭、乌尼尔提出将西方舶来的“生态博物馆”同中国本土产生的“民族文化生态村”作一比较, 以期对两者在中国的发展找到更好的方式。
五、结论
通过对中外有关生态博物馆的文献进行归纳和总结, 可以看出“生态博物馆”这一概念是20世纪60-70年代新博物馆运动的产物, 它的提出被看作是非物质文化遗产保护的理想模式, 但在世界各国的具体实践中暴露出一定的问题。有些问题是区域性的, 有些则是具有普遍性的。这些问题都是对照生态博物馆最初理论而产生的, 可见这一概念提出后, 相关基础理论的研究并不够深入和及时。在生态博物馆的中国化过程中, 暴露出很多具有区域性特征的矛盾和问题。如何才能找到一套更适合中国实际情况的生态博物馆理论, 使它能够更好地指导我国生态博物馆的发展, 达到有效保护非物质文化遗产的目的是一个关键问题。同时, 生态博物馆究竟能否具备“镜子”和“展柜”的双重功能, 是否能协调好这两方面的功能, 也是一个亟待回答的问题。
文化生态村综述 篇2
“绿色变革视角下的国内外生态文化重大理论及学术流派研究”是北京大学郇庆治教授主持的国家社科基金2012年度重点项目，而本次会议也是该课题的项目开题与启动会。他首先阐释了“生态文化理论”概念的意涵，认为可以将其界定为环境人文社会科学不同学科视角下对人与自然关系某一层面的生态理性化描述、批判和超越，依此可以按照“深绿”（侧重于个体价值观的激进转变）、“红绿”（侧重于社会政治制度的激进变革）和“浅绿”（侧重于经济技术与政策管理的渐进改变）的三维分析框架，对国内外的生态文化重大理论及其学术流派作系统性梳理，并就它们对于现代文明生态化转型的变革潜能及其影响路径加以考察。
在“深绿”生态文化理论的议题领域下，周国文（北京林业大学）博士回顾性地评述了我国的生态哲学与伦理研究尤其是马克思主义生态哲学研究最近几年来的学术进展，并尝试性地提出了系统评估生态哲学与伦理研究和绿色经济社会变革特别是生态文明建设实践间关系的重要性。姚晓娜（华东师范大学）以深生态学的生态美德思想为例，阐述了个体价值观念变革与人类文明绿色转型的理论与实践关联及其影响路径。程相占（山东大学）在具体辨析“生态美学”与“环境美学”概念内涵差异的基础上，系统梳理了生态美学研究的最新进展，并着重阐发了作为生态审美的生态美学所具有的生态文明与文化变革的重大潜能。郇庆治（北京大学）则专题评述了“生态地方自治主义”（“生态区域主义”或“生态无政府主义”）和“生态文明理论”这两个理论流派的研究进展与开展进一步系统探讨的必要性，他认为前者主要是一种基于地方民主自治理念的“深绿色”生态政治理论，在当前全球化不断推进与深入的总体背景下似乎更具有远不止“绿色乌托邦”的理论尤其是方法论价值，后者是党的“十八大”之后在国内迅速升温的一个研究领域，但生态文明建设所关涉的许多基础性理论与实践问题还依然缺乏真正学理性的研究。
在“红绿”生态文化理论的议题领域下，刘仁胜（中央编译局）系统阐述了一个生态学马克思主义的理论分析框架，并着重分析了历史唯物主义的绿色经济观、绿色科技观对于绿色变革和生态文明建设的重要性，强调马克思主义的唯物史观在科学认识科技、经济和社会政治变革在绿色转型中的作用。郭志俊（山东财经大学）集中评述了“绿色工联主义”理论与实践最近几年来的进展，尤其是加拿大学者比如杰夫·沙茨的相关研究，认为劳工运动与绿色运动的政治联合对于绿色变革依然有着不容置疑的理论相关性。张淑兰（山东大学）以印度学派（尤其是范达娜·席娃和碧娜·阿噶瓦尔）的“生态女性主义”为例，阐述了生态女性主义理论与实践的最新进展，并在承认（印度）生态女性主义研究局限性的同时，强调了它们所提出的对妇女与民主、环境和发展关系思考的全球普适性。李亮（南京林业大学）全面评述了默里·布克金的“社会生态学”的阶段性演进和基本观点，以及国内外学界对其著述的进一步整理与研究，并阐发了社会生态学对于社会与文化等级化结构如何影响着人、社会与自然关系的自由与和谐的观点所具有的政治社会变革意蕴。刘颖（山东师范大学）基于丰富的文献资料，对（环境）“新社会运动理论”的最新进展作了系统梳理，并对其新特点和发展趋势作了概括，强调当前的欧美（环境）新社会运动正呈现出一种“后—反全球化运动”的新特征（比如发生在英国、北欧等地的青年骚乱），而如何将这些理论框架应用于阐释我国最近发生的大众性环境公众事件也需要作进一步的探讨。
在“浅绿”生态文化理论议题领域下，李昕蕾（柏林自由大学）系统回顾了“可持续发展理论”自1992年以来的理论演进和实践成效，着重阐述了这一“浅绿”环境政治社会理论的绿色变革意蕴和潜能及其内在缺憾。李慧明（济南大学）在评述“生态现代化理论”国内外研究成果的基础上，提出了对此开展更为深入研究的具体设想，比如生态现代化与政治现代化、经济工业生态化、社会变革和欧盟社会文化环境等因素之间的关系，以及将该理论应用于中国“生态文明的社会主义工业化”建设的可能性和必要修正。孙凯（中国海洋大学）结合澳大利亚学者罗宾·艾克斯利的《绿色国家：重思主权与民主》一书，阐述了“绿色国家理论”的国内和国际向度，认为当代国家无论在国内政治绿化还是环境国际合作与管治方面都理应发挥一种更积极的角色，问题在于如何使国家成为一种推进绿色经济变革和生态民主的正向力量。郇庆治（北京大学）通过安德鲁·多布森不久前发表的一个研究报告，评述了“环境公民（权）”理论与实践的最新进展，认为对于环境公民职责（资格）的重视与主动培育，无论基于世界主义、共和主义还是自由主义的政治哲学理由，都对于现实中个体行为的绿色变革至关重要。郦莉（外交学院）系统评述了“环境公共管治理论”尤其是在国际和全球层面上的理论进展和实践应用，认为基于碳交易和清洁生产机制等实例的分析，有助于我们全面评价环境国际合作迄今为止取得的进展，也有助于我们对未来的环境公共（全球）管治有一个合理而正确的预期。
针对上述发言，卢风教授（清华大学）就生态文化理论和科技主义批判的关系，张云飞教授（中国人民大学）就不同生态文化理论流派的准确概括，曹孟勤教授（南京师范大学）就如何在生态文化理论视角下开展生态哲学与生态伦理的批评性研究，方世南教授（苏州大学）就生态文明建设理论与实践关系的研究，雷毅教授（清华大学）和张磊教授（中国人民大学）分别就深生态学与生态现代化理论研究的最新进展，黄娟教授（中国地质大学）就马克思主义与生态文明理论之间的关系，王学东教授（中山大学）和任丙强教授（北京航空航天大学）分别就环境全球管治研究中的理论与方法论问题，作了评论性发言，并就各子课题承担人的研究设想提出了建设性建议。
郇庆治教授在总结发言中指出，“深绿”、“红绿”、“浅绿”的三维构架只是提供了一个分析国内外生态文化理论及其学术流派的观察视角。一方面，我们需要在大量文献资料尤其是最新英文资料阅读与整理的基础上对各个主流流派作出一种绿色变革视角下的“自主性阐释”，揭示它们作为一种生态文化理论流派的文明与社会绿色变革意蕴。另一方面，我们需要阐明上述三大阵营之间的相互关系和逻辑联系，真正的问题不是比较谁更激进（绿）、谁更保守，而是它们何以以及如何协同构成人类文明已然开始的漫长而艰难的绿色变革征程中的基础性智力资源与支撑。
[作者简介：徐 越（1985—），男，山东莱州人，北京大学马克思主义学院2013级博士研究生，主要从事生态马克思主义研究。]
生态退化与生态恢复研究综述 篇3
1 生态退化
1.1 生态退化的内涵
生态系统是指生物与非生物自然环境的有机整体,完整的生态系统由生产者、消费者、分解者及无机环境组成。任何一个生态系统均处于动态变化之中,其结构、功能会由于物种组成、复杂程度、物质循环、能量流动及信息传递的变化而发生变化。正常的生态系统由于具有抵抗力和恢复力稳定性,因此,系统结构和功能不会因外部干扰而发生大的变化,总是在一定范围内波动,在生物群落和自然环境之间取得一种平衡。王堃、康乐[1,2]认为,生态系统的结构和功能如果在干扰的作用下发生位移,位移的结果打破了原有生态系统的平衡状况,使系统的结构和功能发生变化和障碍,形成破坏性波动或恶性循环,这样的生态系统即受损生态系统(damaged ecosystem)或退化生态系统(degraded ecosystem)。
1.2 生态退化形成的原因
人为因素是引起生态退化的主导和诱发原因,而且人为因素对生态系统的影响往往不确定,它既可加快生态系统的退化,也可阻止逆向生态演替。
自然因素实际上就是构成生态系统中的非生物因素,是生态系统的重要组成部分,这些因子的组合是生态系统形成和演变的基础,贯穿于整个生态系统的发生和演化的过程。
生物是构成生态系统的要素,许多研究均没有把它当成一个因素来考虑,植被对生态退化影响巨大,许多生态退化实际上是从植被破坏开始的[3,4]。
1.3 生态退化的主要类型
生态退化的主要类型有土壤侵蚀、土地沙漠化、耕地盐渍化、酸雨、森林生态系统退化等[5]。其中,土壤侵蚀是最主要的环境问题。
土壤侵蚀是一种自然现象,指地球表面的组成物质在内、外力作用下,发生剥蚀、搬运和重新聚积的过程,俗称水土流失。近年来,许多地区的水土流失面积、侵蚀强度、危害程度呈加剧的趋势,全国平均每年新增水土流失面积1万km2[6]。中国土壤侵蚀面积达367万km2,约占国土面积的38%。
土地沙漠化是指在干旱多风的沙质地表条件下,由于人为强度活动或自然灾害所造成的原生植被的破坏,沙土及移动的土地退化。中国荒漠化土地面积已达262万km2,而且每年以2 460 km2的速度扩大[7]。
耕地盐渍化是危害我国农业耕地的一个重大区域生态问题,主要分布中国北方排水不良、地下水位较高的地区。危害最为突出的是黄淮海平原盐渍化区,常造成耕地盐渍化,失去生产力。
1.4 退化生态系统的特性
1)相对性:退化生态系统的相对性是指某些生态因子超出其正常波动干扰范围,造成生态系统某些方面的退化,但其他生态因子并没有超出其正常波动范围,对生态系统没有造成负面影响,生态系统的功能没有完全退化。
2)不稳定性:退化生态系统由于其结构和功能的缺陷,再次受到外界因子的干扰时,将会产生进一步退化的特性,此时系统的生产力将进一步降低。
3)可逆性:退化生态系统可以在对引起生态退化的因素进行修复后,回到原来生态系统的稳定状态,这种特性被充分运用于退化生态系统的恢复与重建中。
4)可控性:退化生态系统可以在人类的干预下朝着一定的生态发展方向发展,并达到另一种稳定状态。
5)时间性:引起生态退化到退化生态系统需要一定时间,反过来,对退化生态系统的恢复和重建也需要一定时间。
2 生态恢复
2.1 生态恢复的内涵
生态恢复的思想最早是由Leppold在1935年倡导的,他证明了把过度放牧、侵蚀等致损因素造成的废弃地恢复到原来的草原、森林,在理论上和技术上都是可能的。后来,国际恢复生态学会曾几次对生态恢复修订定义,最后将生态恢复定义为“生态恢复是帮助研究生态整合性的恢复和管理过程的科学,生态整合性包括生物多样性、生态过程和结构、区域及历史情况、可持续的社会实践等广泛领域”。
彭少麟认为,与生态恢复的相关概念还有:重建、改良、改进、修补、更新、再植等,这些概念可看作广义的生态恢复概念,一般所说的“恢复”实际上就包括了这些内容[8]。
可以看出,生态恢复的概念是随着人们对退化生态系统研究的深化而逐渐明晰的。现代生态恢复不仅包括退化生态系统结构、功能和生态学潜力的恢复与提高,而且包括人们依据生态学原理,使退化生态系统的物质、能量和信息流发生改变,形成更为优化的自然-经济-社会复合生态系统。
2.2 生态恢复研究进展
20世纪70年代,生态恢复研究取得了较大进步,其中对温带陆地、淡水生态系统的退化与恢复关注较多。80年代以来,随着生态系统退化态势加剧,生态退化引发的环境问题日益增多,人们开始进行一些退化生态系统恢复与重建的实验,在不同区域先后实施了一系列生态恢复工程,并加强了对退化生态系统演化、退化与恢复机理以及恢复方法和技术的研究,取得了一定的成绩。1985年,国际生态恢复会成立,Abler和Jordan提出生态恢复学术语。1987年,Jordan,Gilpin和Aber主编出版《恢复生态学———生态学研究的一种合成方法》一书,标志着生态恢复研究作为一门学科的产生。
我国从20世纪50年代就开始了退化环境的定位观测试验和综合整治工作,其后相关工作相继展开。在20世纪80年代以前,工作主要集中在摸清资源家底和进行资源质量的评价上,并对有关退化生态系统恢复进行了初步研究,实施了一些零散的小规模的恢复试验。20世纪80年代以来,特别是近年来,生态退化、环境污染等问题日趋恶化,成为影响我国可持续发展的重要因素,引起有关政府部门和相关科学家的关注和重视。
2.3 生态恢复的一般步骤
2.3.1 环境背景及现状调查和诊断
通过环境背景调查和研究,弄清哪些环境因子是有利因素,哪些是不利因素,哪些是限制因子,可以在植被恢复与重建时扬长避短,发挥区域优势,弥补不足。充分考虑植被的作用,这是植被恢复和重建的基础,也是制订切实可行的对策和方法的保证[9]。
2.3.2 合理选择恢复及重建对策
植被恢复和重建的对策与途径通常有3种。在恢复与重建对策确定后,必须进行合理的生态经济规划,根据区域自然特征、退化现状和趋势、人类经营方式和人类干扰活动状况等进行因地制宜、因势利导、分区分片地重建与植被恢复。
2.3.3 物种的筛选和引种
物种的选择是植物群落和植被重建的基础,应针对具体地段进行。通常以经济效益为主的人工植物群落应选择具有良好经济性状的物种,如果树、中药材、饲用作物等;以生态效益为主的物种应选择涵水、保土、改良土壤环境和生产力高的物种,如落叶或常绿阔叶型乔灌木。物种选择通常以乡土物种为主,在引入外来物种时,必须遵循一定的原则,先作适宜性评价,然后“试种”,将引种建立在生态合理的基础上[10]。
2.3.4 植物群落的组合与实施
根据生态经济规划目标和布局,应用筛选出的适宜物种,模拟自然群落的时空结构,组建不同类型的植物群落,并实施于布局好的适宜地段。
2.4 生态恢复采用的技术
2.4.1 环境改善技术
环境改善技术是一切改造环境技术的总称,主要通过人类的帮助协调环境,使植物顺利生长。该技术主要包括:豆科植物的种植、造林整地技术、施肥技术、节水技术、水土流失治理技术等。
2.4.2 坡地农业技术
坡地农业技术是国际山地中心在东南亚和中国等山地环境治理中推广应用的持续混农林业技术,具有保持水土、增加土壤肥力和生产力的优势。具体操作方法是在坡地顺坡沿等高线建造一定宽度的生物篱,篱与篱之间作为农林业种植带[8]。
2.4.3 封山育林技术
所谓封山育林,就是禁止人们对森林植被继续破坏,对尚存林木及其天然更新能力加以保护,使之得到一定的恢复。同时,针对森林植被的恢复状况,采取适宜的人为促进或改造措施,使其迅速成林并符合人们的培育目的。
生态是可持续发展的重要组成要素和基础,生态系统的退化已成为人类面临的亟待解决的问题。退化生态系统的恢复具有重大的生态效益、经济效益和社会效益,对生态环境和国民经济建设均具有重要的现实意义和深远的历史意义。对于生态退化和生态恢复的研究,是未来长时期内学术和实践上的焦点之一。
23(7):1251(责任编辑刘婷)
参考文献
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国内生态补偿研究与实践综述 篇4
关键词：生态补偿；研究与实践；进展
Abstract：Traced the origin of ecological compensation and its definition，from the key field of the research and practice of ecological compensation，This study reviewed the domestic research progress of ecological compensation and its practical status in detail.Then，we summrised the defects and difficult point of ecological compensation in china，and pointed out the developing direction of ecological compensation in future.
Keyword：eco-compensation；research；practice；progress
近十年来，中国经济呈飞速发展，人们物质生活水平日渐改善，进入发展的新时代，但随之而来的是突出的人地矛盾、剧烈的环境问题和国家生态危机，环境保护和生态建设迫切。生态补偿作为解决环境问题、保护生态安全的有效手段，在全球层面上被作为一项重要的环保政策和制度安排，在各个领域进行了相关研究与实践探讨。跟踪国内生态补偿及其实践研究，思考我国重点领域生态补偿发展缺陷和发展趋向，对我国生态补偿和环保事业的发展具有积极意义。
1.国内生态补偿的含义及其起源
到目前为止，国内还没有形成关于生态补偿较为统一的概念，追溯其定义及内涵的发展历程，从人们对生态补偿的初步认识到高度重视，其定义主要经历了三个阶段的完善。
最早时候，国内生态补偿源于生态学理论，侧重于对自我调节、缓和干扰等自然能力的描述，期间较典型的有《环境科学大辞典》对生态补偿的定义，强调生态负荷的还原能力[1]。随着人类对自然作用的增强，生态补偿随之进入生态管理领域，成为保护生态环境的有效措施，在实践中其常作为生态环境赔偿以惩治破坏环境的行为。20世纪90年代以来，生态补偿被引入社会经济领域，其更多的用于政策领域范畴，理论不断发展完善，由最先的惩治负外部性行为向激励环境保护与建设的积极性行为转变。综合毛显强[2]（2002）、王钦敏[3]（2004）、李文华[4]（2006）、徐振辞[5]（2009）等对生态补偿（的理解，这一阶段的生态补偿可概括为：为实现生态系统及其服务功能保护和人地和谐，以生态系统服务价值、生态保护与建设成本、发展机会成本为基础，以“谁受益谁补偿；谁受损补偿谁”为原则，运用经济手段调节利益相关者间的关系。其实质是通过优化配置资源和调整生产关系，以补偿来抵消资源开发产生的外部成本，目的是实现环境改善和自然资源的有效保护。
2.国内生态补偿研究进展与实践探索
国内生态补偿研究与实践开展得相对较晚，始于20世纪80年代末，是在对森林资源保护和矿区生态恢复与重建的实践探索中逐步演化并发展起来的。近年来，其作为环境保护和生态建设的重要举措，以政策性力量在国内迅速发展，已在几个重点领域取得了显著成就，其研究也逐渐从政策性制度、机制、模式等定性研究转向补偿价值的定量测算。
2.1生态系统生态补偿研究与实践
目前，我国开展较多的生态系统补偿研究和实践主要涉及全球3大生态系统中的森林和湿地。
森林生态补偿是我国生态补偿意识萌芽并着手实践的引发者，源于20世纪70年代。80年代到90年代，其在法律政策层面得到了加强，相关重大事件包括：国家林业基金制度建立，《森林法》修正案正式设立生态补偿基金，生态补偿政策的首次确立等。2001年开始，国家围绕防护林、特殊用途林、天然林保护、公益林营造等一系列重点生态工程，大范围开展生态补偿试点工作，森林生态补偿研究和实践进入快速发展的新阶段。2005年以后，国家又制定了系列具全局指导意义的森林生态补偿政策措施，其研究与实践随之进入全面发展阶段，研究重点集中在森林生态效益的叠加效应及其定量评价，补偿法规、资金来源及其管理、补偿途径等方面。
国内湿地生态补偿研究与实践开展的较晚，整体上来说还较薄弱。从研究内容来说，其主要侧重于湿地生态补偿的依据、补偿主客体、补偿机制、模式及制度建立等方面的定性研究。而湿地生态补偿的定量研究是近几年国内的研究热点，其中制定合理的补偿标准是其重难点，已有的补偿定量研究也多以生态系统服务功能的价值评估为基础，多出现评估结果差异大、主观性强、实践性差等问题，补偿立法和机制建设是今后的发展趋势。
2.2自然资源生态补偿研究与实践
我国自然资源生态补偿主要集中于矿区开采及其生态恢复与重建的生态补偿研究，明确矿区生态环境恢复与治理的界限、责任及主体，制定健全的统一的矿区生态补偿评估体系、评估方法，确定有实践意义的补偿项目顺序，追求合理的补偿标准。王金南[6]（2006）、张文丽[7]（2008）等依据矿区生态破坏与环境污染，运用生态恢复成本原理，研究了煤炭开采的生态补偿。在实践方面，我国自然资源生态补偿最早始于1983年，云南省昆阳磷矿开采区以每吨0.3元为标准展开补偿工作；1993年国务院正式批准实行矿区生态环境补偿费政策。目前，矿山资源开发形成了两个补偿模式：①废旧矿区和老矿区的“政府废弃矿山生态环境恢复治理基金”模式；②新矿区的“企业全责治理”模式。
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2.3退耕还林（还草）生态补偿研究与实践
退耕还林还草生态补偿是在20世纪90年代末期，我国人地矛盾剧烈、生态环境问题日渐突出，以及1998年长江流域特大洪水的背景下开始启动的，是我国最具影响力的生态补偿政策之一，政府资金投入之大，实施范围之广，史无前例。2000年国家出台相关政策，其更是在全国范围内大规模开展，由国家无偿补贴退耕户，主要通过粮食直补、现金和种苗补助等途径。该领域代表性的研究有黄富详[8]（2002）、康慕谊[9]（2004）、柴兵[10]（2006）等在退耕还林还草经济补偿过程中的补偿机制、补偿组织体系、补偿标准及方法、资金筹措及补
偿实践中出现的问题等方面的探索。
2.4流域生态补偿研究与实践
我国流域生态补偿的研究和实践主要有三大类：大江大河源区生态保护与建设补偿、省域内流域上下游间的生态补偿、跨区域流域水生态补偿，形成了三大补偿模式：基于河流源头保护的政府项目补偿、基于水资源短缺的水权交易、基于水污染控制的奖惩责任制。补偿途径以国家财政转移支付和地方政府主导为主，生态税费和奖惩责任制呈明显上升趋势，水权交易只在较少区域运用。金蓉[11]（2005）、崔广平[12]（2011）等围绕补偿机制与模型、补偿主客体及其责权利、补偿标准及其计量方法、补偿立法等方面展开了流域生态补偿研究。在实践方面，比较成功的案例有义乌与东阳的水权交易，福建九龙江流域生态补偿试点项目和绍兴市、慈溪市供水合同等。
2.5其他领域的生态补偿研究和实践
近几年，我国在自然保护区、建设项目等领域也开展了一些生态补偿研究与实践。自然保护区生态补偿主要集中在三个方面：保护区生态效益的计量、主导效益的划分、补偿机制的探讨，其研究大多以保护区的生态服务价值为基础展开。建设项目是当今社会中凸显人地矛盾，加剧环境问题的主要因素，建立完善基础设施建设项目生态补偿模式，是切实解决工程建设与生态环境之间矛盾的需要，但目前相关方面的研究还比较缺乏，仅欧阳强（2010）、范雅君等进行了简要探讨[13]。
3.国内生态补偿研究与实践的思考
总体来看，国内生态补偿实践和研究还处于发展阶段，虽在理论研究和实践探索方面有了一定的成果，基本与国际研究前沿相结合，但整体水平还有差距，在补偿研究与实践过程中存在许多问题，在生态补偿时空尺度、实施补偿项目的影响评估、补偿效益评价等方面的研究更是鲜有涉及。从生态补偿的研究领域来看，我国在生态系统（森林、湿地等）、矿产、流域、退耕还林还草、自然保护区、建设项目这六大领域取得了部分成果，其中在森林及区域湿地生态系统、流域、矿区和退耕这4大重点领域研究较多，在自然保护区、建设项目（如公路）领域的研究有待加强。从研究内容来看，生态补偿定性研究相对较多，但还没有形成一套广泛适用的补偿机制与模式，甚至缺乏较统一的定义；生态补偿定量研究是近两年的研究热点，但也还没有系统的计量评估体系及方法，已有研究大多缺乏空间异质性的考虑。另外，我国生态补偿研究还存在补偿政策法规体系缺乏，补偿金来源单一（多以政府投入为主），资金使用监管薄弱，实践效益差，补偿效益低下等问题，“谁补偿、补多少、如何补”这三大核心问题还没得到确实有效的解决。而这些都是我国生态补偿必须落实的问题，也是我国生态补偿研究的后续趋向，可加强对国外经验的借鉴，加强生态补偿领域的技术创新研究，如GIS、SWAT、InVEST等软件和模型在生态补偿中的应用。
参考文献：
[1]环境科学大辞典编委会.环境科学大辞典[M].北京：中国环境科学出版社，1991：326.
[2]毛显强，钟瑜，张胜.生态补偿的理论探讨[J].中国人口资源与环境，2002，2（4）：38-42.
[3]王钦敏.建立补偿机制保护生态环境[J].求是.2004，（13）：55-56.
[4]李文华，李芬，李世东等.森林生态效益补偿的研究进展与展望[J].自然资源学报，2006，21（5）：677-688.
[5]徐振辞，潘增辉，樊雅丽等.城市供水水源地集水区生态补偿研究：以岗南、黄壁庄水库集水区为例[w].南水北调与水利科技，2009，7（1）：22-25.
[6]王金南，万军，沈渭寿等.山西省煤炭资源开发生态补偿机制研究[A].庄国泰，王金南.生态补偿机制与政策设计国际研讨会论文集[C].北京：中国环境科学出版，2006.242-251.
[7]张文丽，连璞.煤炭开采中生态成本核算及经济补偿[J].中国能源，2008，（9）：29-32.
[8]黄富详，康慕谊，张新时.退耕还林还草过程中的经济补偿问题研究[J].生态学报，2002，22（4）：471-477.
[9]康慕谊，秦艳红.退耕还林还草的生态补偿机制完善研究[C].王全南.生态补偿机制与政策设计国际研讨会论文集.北京：中国环境科学出版社，2004：71-79.
[10]柴兵，金志刚，马妍.浅谈退耕还林工程的补偿政策[J].辽宁林业科技，2006，（4）：35-37.
[11]金蓉，石培基，王雪平.黑河流域生态补偿机制及效益评估研究[J].人民黄河，2005（27）：3-5.
[12]崔广平.我国流域生态补偿立法思考[J].环境保护，2011（1）：36-38.
[13]欧阳强，朱文婕，李祝平.湖南高速公路建设中的生态补偿机制研究[J].经济地理，2010.
作者简介：任雁，湖北大学，资源环境学院硕士研究生。
生态移民研究综述 篇5
关键词：生态移民,综述
1 引言
在人类发展的历史上, 因生态环境的变迁发生过无数次的人口迁移活动, 从某种意义上都可看成是生态移民。但是真正意义上的生态移民, 以及生态移民这个概念的提出却是当代环境问题引起人们极大关注下应运而生的。生态移民的概念最早是由美国科学家考尔斯提出, 他认为生态移民是出于保护环境的目的而实施的移民。任耀武是国内最早提出生态移民概念, 他认为生态移民是生态农业思想在移民中的应用, 又可称为“可持续性移民”或“可承受开发性移民”。随着我国生态环境的急剧恶化和西部大开发战略的实施, 尤其是2000年春天我国北方地区连续发生的强沙尘暴所造成的巨大影响, 生态移民的理念很快引起共鸣。我国比较重大的生态移民项目有三江源生态移民、三峡生态移民等。在我国生态移民刚刚兴起, 因此生态移民过程中不免出现诸多问题, 如内蒙古包头市右旗移民移出后生活窘迫。研究制定可行的生态移民政策显得尤为重要。文章总结回顾我国现有的生态移民研究成果, 同时指出了这一领域现有的研究的不足。
2 生态移民概念的界定及其分类
2.1 生态移民概念的界定
不同的学者对生态移民地界定, 其着眼点和角度有所不同。归纳起来主要有:
2.1.1 原因层面。
很多学者从移民迁移的原因层面定义生态移民。比较典型的是李宁和龚世俊的观点, 他们认为, 生态移民是指生态系统中, 由于多种原因造成了自然环境的恶劣和自然资源的枯竭, 导致人口与资源环境的矛盾激化, 人类为了生存而主动调整其自身与资源、环境之间的关系, 以保持生态系统内部诸要素的相对平衡所进行的人口迁移。它包括三个方面:在生态环境变迁作用挤压下的被动人口迁移;在一定区域内单纯为保护生态环境的主动人口迁移;在一定区域内为促使生态系统诸要素协调发展的主动人口迁移。
2.1.2 目的层面。
从目的层面定义的生态移民的学者很多, 如王培先、方兵、刘学敏和陈静、池永明1等。他们认为生态移民就是通过移民的方式在生态脆弱地区达到人口、资源、环境和经济社会的协调发展。
2.1.3 综合层面。
王放和王益谦对生态移民从三个方面来界定:一是导致人口迁移的因素;二是移民的目的;三是移民的方式。李笑春等认为生态移民概念至少包含两个层面的含义:致因层面与目的层面。致因层面指移民地动因是自然环境恶化, 人口数量超过生态环境的承载容量;目的层面指移民的目的是为了保护和改善生态环境, 提高牧民整体的生产生活水平。
2.1.4 其他层面。
李玉田、俸代瑜分别比较了工程移民和生态移民的异同, 进一步明确了生态移民的本质内涵。方兵和彭志光分析了生态移民和生存移民地区别, 认为生存移民是单目标移民, 而生态移民是多目标移民;生存移民限定在扶贫概念里, 而生态移民具有可持续的视角, 是扶贫移民地继续和升华。在扶贫移民中考虑到迁出地生态环境保护和迁入地生态环境不遭破坏等生态环境保护问题的, 称为生态移民。
综上所述, 不同学者从不同的角度对生态移民内涵的理解有所不同, 但其核心内涵都是一致的。对比起来, 较为准确的界定生态移民为:将生态环境脆弱区的人口迁移到生态环境承受能力高的地区, 以保护和恢复生态环境, 促进经济社会发展的实践活动。
2.2 生态移民的分类
在科学的研究中, 分类法是认识事物和现象的共性与差异的方法。同一类型之间强调的是共性, 不同类型之间强调的是差异。对同一事物的分析角度各有不同, 关键看这个角度是否能清楚地说明研究对象的共性和差异, 使我们更深入地了解研究对象。就生态移民来说, 包智明采用以下的分类模式:一是根据是否有政府主导, 分为自发性生态移民与政府主导生态移民;二是根据移民是否对迁移有决定权, 分为自愿生态移民与非自愿生态移民;三是根据迁移的社区整体性, 分为整体迁移生态移民与部分迁移生态移民;四是根据迁移后的主导产业, 分为牧转农业型、舍饲养畜型、非农牧业型和产业无变化型等。梁福庆把生态移民分为以下八种类型: (1) 为保护大江大河源头生态敏感区和我国淡水战略储备地水资源安全的环境移民; (2) 以防沙治沙、保护草原脆弱生态为目的或荒漠化使人们无法正常生活的移民; (3) 以防洪减灾为目的的移民; (4) 因水利水电工程建设引起的移民; (5) 因当地生态环境恶劣、不具备就地扶贫条件的扶贫移民; (6) 以保护自然保护区或风景名胜区生态系统为目的的移民; (7) 因地震、崩塌、滑坡、泥石流、长期旱灾等严重灾害造成的灾害移民; (8) 因山西、东北等地过度采煤采矿采油等形成地面塌陷、无法正常生产生活的生态移民。
3 当前我国生态移民研究的主要内容
3.1 生态移民的战略意义分析
已有的文献中对于生态移民地战略意义分析较多。葛根高娃和乌云巴图认为, 生态移民的实质是人与环境的关系调整问题, 牧区生态移民工程是改善牧民生存环境, 提高畜产品的产业化水平, 调整产业结构, 从而确保环境与畜牧业保持恰当比例, 达到可持续发展的最重要的地方战略之一。杨龙和贾春光认为, 生态移民工程对推动西部大开发战略的实施有重要意义。崔献勇提出:在西部生态脆弱区实施生态移民, 应成为我国本世纪发展经济的基本国策之一。刘学敏从城镇化的角度, 李皓从民族地区经济发展和脱贫的角度, 皮海峰从建设小康社会的角度, 周竞红从和谐社会的角度, 张丽超从社会主义新农村建设的角度分别阐述了生态移民地战略意义。
3.2 生态移民的必要性分析
已有的文献中对于生态移民的必要性, 王培先从缓解西部的生态环境压力, 实现当地人口、资源、经济与社会的协调发展方面进行了论述。侯东民则提出, 在贫困山区以及过载的草原地区实行生态移民工程, 一方面无可避免, 另一方面相对于其他治理方式, 财政上最节省, 效果最佳。孟琳琳和包智明总结了学者们对于实施生态移民必要性的四点理由: (1) 西部地区土地面积大, 干旱少雨, 土壤沙漠化严重, 生态环境日益恶化; (2) 生态移民是缓解人口数量、分布与土地承载力之间矛盾的需要; (3) 生态移民是人们更新观念, 转变经营方式, 实现西部地区城镇化的需要; (4) 移民是解决生态环境保护和农牧民脱贫致富之间矛盾的需要。苏大学认为草原生态移民地必要性有: (1) 失去草地的牧民需要搬迁; (2) 不适合人类居住地区内的牧民需要搬迁; (3) 生态移民是荒漠化防治的重要措施; (4) 我国西部需建更多的生态无人区; (5) 自然保护区内的人畜需要撤离保护区。
3.3 生态移民的可行性分析
对于生态移民的可行性分析主要有: (1) 迁出地生态环境的破坏和迁入地资源的利用; (2) 人们环境意识的增强和全社会的广泛关注; (3) 新中国建国以来大量成功的移民经验; (4) 对于整个国家而言, 加大生态移民力度的人、财、物条件已经具备; (5) 生态环境脆弱区居民生存受到严重的威胁, 具有迁出的积极性; (6) 相关的法律政策的出台、西部大开发的推进和国家几大重点生态工程的实施为生态移民提供了法律, 经济和技术方面的支持。
4 生态移民问题
生态移民的问题, 研究者主要是通过对研究区域产生的问题而进行阐述的, , 概括起来主要有: (1) 人们对生态移民的认识不足, 生态移民的实施缺乏科学的, 系统的理论指导。总体认识仍停留在一般的异地农业安置和进程安置, 出台的一些政策和措施较短视或粗糙, 缺乏实践的检验。 (2) 国家和地方政府缺乏全面的、统筹兼顾的科学规划。生态移民的可行性研究不足, 缺乏资源、利益和统筹协调的整体规划, 搬迁安置移民的配套设施不完善, 出现重复建设, 资源浪费, 移民安置不稳等问题。 (3) 政策措施不健全, 生态移民设计许多社会和法律问题, 目前国家未有专门的生态移民法规, 使得生态移民缺乏有力的法律后盾;生态移民经济补偿政策没有统一和明确, 容易造成移民资金不足;移民生机恢复和政策考虑不够, 部分移民家庭生计恢复和发展困难。 (4) 资金投入不足, 特别表现在移民生活安置资金投入不足, 移民生活补助普遍偏低, 移民安置资金短缺, 移民生产生活必须的基础设施建设及建房投入普遍不足, 移民安置难度加大, 直接影响了移民的定居和生产生活。 (5) 移民自身的缺陷, 移民自身的社会适应能力低, 劳动就业困难, 择业改行空间小, 造成移民畏难情绪和恋乡情结严重, 使得搬迁的思想工作难度大, 移民的满意度低。 (6) 移民的后续扶持和发展的产业生产程度低, 造成移民后人们生产生活困难。 (7) 民族影响问题, 生态移民多发生在少数民族地区, 由于语言环境, 生活方式, 宗教信仰, 人际关系等发生突然变化, 使得少数民族很难适应新的生活环境, 容易造成移民回流和民族之间的矛盾问题。 (刘学敏, 孟琳琳和包智明, 杨维军, 梁福庆)
5 结论
生态移民是人们为了解决生态问题, 实现人类的可持续发展的一种重要手段。2001年后, 随着我国生态移民研究的增多, 国内生态移民研究也蓬勃发展。目前学术界尚没有公认的生态移民定义, 但对现有研究的总结回顾, 我们发现生态移民是迫于对生态环境的一种保护, 使得人与自然和谐相处的一种移民目的。目前生态移民的研究比较庞杂, 主要表现在对生态移民的战略分析上, 对生态移民的必要性分析上和对生态移民的可行性分析上。而对于生态移民社区和移民成员的现状, 问题重视不够, 特别是缺乏生态移民效果和影响评估系统。
生态经济思想研究综述 篇6
一、马克思、恩格斯生态经济思想的主要内容
(一) 自然资源是人类生存发展前提和财富源泉的思想
马克思认为:“人们为了能够创造历史, 必须能够生活……, 因此第一个历史活动就是生产满足这些需要的资料, 即生产物质生活本身。”“人并没有创造物质本身。甚至人创造物质的这种或那种生产能力, 也只是在物质本身预先存在的条件下方能进行。”因此, “没有自然界, 没有感性的外部世界, 工人就什么也不能创造。”即是说, 任何生产力都是以一定的自然条件即环境为前提的, 离开了自然环境, 社会生产力也就失去了存在的基础。可见, 在马克思、恩格斯的视野里, 自然资源是人类生存发展前提的思想是清晰明确的。
与此同时, 通过劳动过程的精准描述, 马克思、恩格斯提出了一个重要观点:自然界和劳动一起构成财富的源泉。马克思认为:“劳动不是一切财富的源泉, 自然界同劳动一样也是使用价值的源泉, 劳动本身不过是一种自然力即人的劳动力表现”恩格斯更加明确地指出:“劳动加上自然界才是一切财富的源泉。自然界为劳动提供物料, 劳动把物料转变为财富。”
(二) 尊重自然规律和自然界是“人的无机的身体”的思想
马克思认为:“自然规律是根本不能取消的。在不同的历史条件下, 能够发生变化的, 只是这些规律借以实现的形式”。恩格斯进一步指出:“我们对自然界的全部支配力量就是我们比其他一切生物强, 能够认识和正确运用自然规律。”在对待自然的问题上, 人类必须始终保持谦虚谨慎的科学态度。只有正确运用自然规律, 才可以减少和避免自然界对人类的报复。
马克思在《1844年经济学哲学手稿》中也指出:“从理论领域来说, 植物、动物、石头、空气、光等等, 一方面作为自然科学的对象, 一方面作为艺术的对象, 都是人的意识的一部分, 是人的精神的无机界, 是人必须事先进行加工以便享用和消耗的精神食粮;同样, 从实践领域来说, 这些东西也是人的生活和人的活动的一部分。人在肉体上只有靠这些自然产品才能生活, 不管这些产品是以食物、燃料、衣着的形式还是以住房等等的形式表现出来。在实践上, 人的普遍性正表现为这样的普遍性, 它把整个自然界———首先作为人的直接的生活资料, 其次作为人的生命活动的对象 (材料) 和工具———变成人的无机的身体。自然界, 就它自身不是人的身体而言, 是人的无机的身体。
马克思强调自然界是“人的无机的身体”, 在于说明自然界同人本身的联系, 在于强调人是自然界的一部分, 人不能否定自然界更不能独立于自然而存在。因此, 马克思把自然界当作是人的身体的延伸, 这是极富有见地的理论, 在价值取向上就是说自然界对人来说就是人的身体的结构的一部分, 不容忽视, 不容损害。人类保护自然界和顺应自然规律正确利用自然界, 就是保障人的生存, 就是在积极生产人自己的活动的机能。显然, 马克思关于自然界就是“人的无机的身体”的观点, 包含了生态学的哲学思考, 极具意义。
(三) “人类同自然的和解”的思想
“人类同自然的和解”揭示的是人与自然界相互作用的过程。实质是“人同自然界完成了本质的统一, 是自然界的真正复活, 是人实现了自然主义和自然界实现了人道主义”。由于“人本身是自然界的产物, 是在他们的环境中并且和这个环境一起发展起来的”。要将自己的实践活动根植于自然系统中。马克思、恩格斯反对那种将自然界看作敌人, 而采取一味斗争的态度, 与自然界“和解”的态度, 与自然界和谐相处, 从而使各种环境问题就能得以缓解。
二、我国发展生态经济的误区
生态经济强调生态资本在经济建设中的投入效益, 生态环境既是经济活动的载体, 又是生产要素, 建设和保护生态环境也是发展生产力。生态经济强调生态建设和生态利用并重, 在利用时抓环境保护, 力求经济社会发展与生态建设和保护在发展中动态平衡。总之, 生态经济是生态和经济并重、双赢的经济形式, 而不仅仅以其中之一为目标。我国一些地方却不是这样来看待生态经济的, 归纳起来有两类错误的行为, 以生态换经济的行为和以经济换生态的行为。
一类是许多地方本来有良好的生态环境, 山清水秀, 空气清洁, 树木繁茂, 资源丰富, 但是在发展经济为主要目标的政策下, 资源被过度开发, 空气和水被污染, 人为的痕迹破坏了自然的风光。
另一类则是该地方本来没有可以作为旅游的生态环境, 但是地方出于某种考虑, 而投入大量资金建设生态旅游景点。对这类行为, 我们应该进行成本收益分析, 如果发展生态旅游的投入能够以收益的形式回收, 那么我们不妨将这种行为看作一种投资, 该投资以产业的形式存在, 并且是盈利的, 那么我们可以支持这种投资。如果非但没有盈利反而制约了经济的发展, 则应该寻找更好的经济、环境双赢的经济活动。
通过以上分析我们可以得出, 生态建设和环境保护应作为经济社会发展计划的重要内容和支撑点, 并把当前利益和长远利益、整体利益和局部利益综合考虑, 实现和谐的可持续发展。
三、增强全民生态经济教育, 更好为和谐社会服务
生态经济教育是指使受教育者掌握生态环境系统 (包括森林生态系统) 和经济系统的性质及规律, 重新认识人与自然、生态与经济的关系, 认识生态环境在人类生活中的地位, 克服对生态环境冷漠无知的态度, 确认与自然协调发展新观念的教育活动。
1.协调的自然观。全球都市化正在改变人类的物质和社会生活环境, 加快全球的资源危机和环境恶化。诸如, 人均耕地面积的锐减, 水资源的日益紧张等问题使人们感到了资源所带来的压力。人类应确认生物和环境在自然界中存在的权利和地位, 从而自觉地善待环境, 维护生态平衡;最主要的是改变自己的主体性立场。必须把人类自身的利益看作是与自然密切相关的, 放弃孤立地、主观地对待人类权利的态度。
2.适度的消费观。在当今, 一些人把所消费掉的东西多少, 消费水平的高低, 看成是事业成败和自我价值实现的主要标志, 人变成了消费机器。而事实证明这样的做法是极其不正确的。人类应该树立“全面的需求”与“适可而止的消费”的观念, 在维持和延续环境资源的前提下有节制地消费。在生活方式方面要走生态道路;树立生态消费的新思路;包括在能源消耗、交通方式的选择、日常生活消费方式的选择等方面都要避免浪费。
3.持续的发展观。20世纪中后期, 出现了以经济增长为核心的发展浪潮。但在后期, 这种发展观及其实践模式受到来自经济发展自身的严峻挑战。从70年代起, 社会发展的概念进入一个新阶段, “可持续发展”的新思想逐步为人们所接受。可持续发展的内涵十分丰富、深刻, 其核心内容可概括为三点:一是整体发展, 即把生态、经济、社会系统的矛盾或利益加以整合, 使之协调发展;二是持续发展, 是指经济和社会发展不能超过资源与环境的承载能力, 以确保子孙后代的发展;三是公平发展, 包括代内公平、代际公平以及人类对自然的公平。
4.综合的效益观。以森林为例:森林是陆地生态系统的主体, 不仅为人类提供了大量的木材和林副产品, 产生了显著的经济效益, 而且利用自身的群体效应, 对环境产生了良好的作用, 发挥着巨大的生态效益和社会效益。林业具有三大效益, 即经济、生态和社会效益。在三大效益中, 生态效益越来越重要, 经济效益在林业中一般而言已不再占优势地位。人们必须深刻领悟生态效益和社会效益的内涵, 才能更加有效地促进林业持续发展。
生态风险评价研究综述 篇7
1990年美国国家环保局提出了生态风险评价的概念, 美国关于生态风险评价理论和方法的研究处于国际前沿。1993年Suter[1]提出了生态风险评价的基础理论和技术框架, 对于生态风险评价的发展起到了导向和奠基作用。1996年EPA公布了ERA指南草案, 对生态风险评价的定义及其基本原理进行了阐述, 在随后的数年间EPA又连续公布了不同生态系统的生态风险评价实例和相关技术规范, 1998年EPA正式颁布了生态风险评价指南[2], 对进一步的生态风险评价研究有重要的指导意义。美国EPA提出生态风险评价的概念框架包括三部分:问题提出、资料分析和风险表征。生态风险评价按评价时段分为预测性风险评价和回顾性风险评价, 按照评价范围分为点位生态风险评价和区域生态风险评价。
1993年欧盟就颁布了对化学品进行生态风险评价的规定和技术指导文件, 欧洲各国进行了系统的化学品生态风险评价和广泛的工业污染物排放的生态风险评价, 在污染物生态风险评价中有丰富的实践经验, 并探索了不同领域中生态风险的评价方法和步骤。如D.Rossi[3]研究了受到严重污染的湖中沉积物对水生生物的生态风险, 发现沉积物对无脊椎动物、植物种子发芽和根伸长有重要影响;Cheryl[4]对农药在农业中的生态风险进行了研究;Keith[5]采用事故树分析方法对生态入侵的生态风险评价进行了分析, 并对人类航海活动造成的海洋生物入侵风险进行了评价;目前生态风险评价的定义、概念、研究内容已经比较明确, 为大家普遍接受的内容主要包括四个方面: (1) 危害识别; (2) 浓度-效应; (3) 暴露评价; (4) 风险表征。
2 国外生态风险评价研究现状
针对研究区域中同时存在多种环境风险问题的实际情况, 美国EPA提出了比较风险评价方法。目的是对环境中的各种风险问题比较大小, 然后进行排序, 以便筛选出环境中重要的风险问题, 进行集中、重点的治理。当前区域评价方法要鉴别不同地点的源与生境, 在每个地点排序它们的重要性, 结合这个信息来预测风险的相对水平。相对风险评价是用来比较区域中人为压力造成的风险, 同时地考虑多于一个的受体和压力。W.G.Landis等研究willamette区域尺度上多压力的风险评价, 采用相对风险模型进行风险评价, 表征鱼群的数量密度和结构, 测量单个鱼的健康状况, 鉴别出风险压力以及它们对评价终点的潜在影响, 如水流速率、温度和河道形状等, 当微生境种类减少, 生物多样性将跟着减少。还有一类物理压力直接影响水生有机体的健康, 比如洪水、大坝放水、水力水电涡轮的损害。比较性风险评价已成为美国目前一项重要的环境管理措施。
David研究了废物燃烧过程中致癌物对人类的风险评价, 指出当前对人体直接吸入有害物已经有详细指导方针, 但是对间接吸入有害物的风险评价研究很少;Norman采用筛选-分级法分析了杀虫剂的喷雾迁移模型;Donald分析了筛选-分级生态风险评价中HQ方法的不确定性因素, 但是由于人们对不确定性方法的概念、类型和量级有不同理解, 使得其应用受到限制;Bradley采用筛选-分级生态风险评价方法对有害废弃物场地进行了具体的生态风险评价研究, 结果表明, 煤灰含高浓度的、生物可利用性的潜在毒性元素砷、汞和硒, 煤灰的不当堆积处置能对陆生生物造成重大风险。
生态风险评价的理论和方法在日本也得到了重视, 从80年代末期开始把环境管理体制从传统的按照环境标准来确定立法转向立法和预防对策相结合。日本学者从各方面对生态风险评价进行了研究和应用, 如Francisco研究了农药在农业中的生态风险;Nobuhiro Kaneko研究了土壤中复合有害物质 (Cd, Cu, Zn等) 对土壤动物的生态风险;Satoshi Imai研究了生产家庭日用品的工厂排放化学药品对人类、动物和生态系统可能的暴露和危害, 风险水平与确定的安全剂量有关, 化学品浓度与其相比较得出风险水平。化学物质在风险评价工作中安全性管理十分重要, 对化学物质安全性评价主要通过其毒性和负效应来判断, 对一种毒性很大的化学物质, 如果人们对其正确处理, 避免其在环境中暴露, 那么这种化学物质也不会对生态系统及人类健康造成危害。该风险评价与管理体系已成为日本各化学物品公司实施风险评价的标准体系。
2 国内生态风险评价研究现状
我国开展生态风险评价方面的研究比较少, 生态风险评价研究处于起步阶段, 虽然生态风险评价在我国还没有成为环境决策的基础, 但国内已经有许多学者开始研究并运用生态风险评价, 如钱迎倩介绍了转基因植物的生态风险评价;李国旗等人对生态风险评价概念及评价方法、内容进行了综述;殷浩文提出了水环境生态风险评价程序, 详细地介绍了国外生态风险的理论和实践, 引入了欧美先进的生态风险评价理论, 并结合我国生态风险评价的现状和存在问题, 对评价的方法学结合实际经验进行了详细的阐述, 对国内开展生态风险评价研究有重要的应用参考价值, 并对于我国生态风险研究的发展起了极大的推动作用;付在毅介绍了区域生态风险评价的方法步骤, 概括为研究区的界定与分析、受体分析、风险识别与风险源分析、暴露与危害分析以及风险综合评价等几部分;张学林提出了区域农业景观生态风险评价初步构想, 设计了区域农业生态风险评价框架与方法, 评价框架包括问题提出、暴露评价、影响评价和风险表征四部分, 采用的方法步骤与付在毅的提议相似, 包括确定评价区域的地理区域、风险识别、剂量-效应关系评价、暴露评价、风险表征几部分。
我国学者还运用生态风险评价理论和方法研究了重金属、自然灾害、突发性污染事故和城镇化过程中的生态风险问题。对于河流等水体中重金属类的研究较早较多, 如何云峰, 方明, 佘加平, 铁梅等对运河 (杭州段) 沉积物中重金属、刘文新等对乐安江沉积物重金属进行了生态风险评价研究, 这些研究大多是采用Hak覿nson生态风险指数法对重金属的潜在生态风险进行评价。
在自然灾害的风险评价研究方面, 许学工和付在毅对辽河、黄河湿地区域生态风险评价进行了研究, 分析了洪涝、干旱、风暴潮、油田污染、黄河断流等风险的分布及风险, 对区域生态风险评价方法进行了探讨;李辉霞研究了太湖流域主要城市洪涝灾害生态风险评价。
生态风险评价理论和方法在我国已有较系统的介绍, 并有部分的探索性实践, 但与国外生态风险评价的发展相比还有很大差距。目前, 我国学者对风险评价的关注主要集中在化学品突发事故方面、健康风险以及自然灾害风险的分析与评价, 而生态风险评价方法和理论大多是从欧美等西方国家直接的引入, 还没有规范化的程序和方法, 生态风险评价在我国尚未成为环境决策的基础。
4 结论与展望
4.1 我国生态风险评价研究还处于对国外理论介绍和引入时期, 多数生态风险研究是单一地采用国外公式或方法进行评价, 定性描述多于定量评价。
4.2 多数生态风险评价为单一风险源、单一暴露途径和单一受体的评价, 对于在区域尺度上多种风险源、多种胁迫因子对大尺度生态受体 (群落、生态系统及景观) 产生的生态效应很少有风险研究。
4.3 有毒有害物质对人类健康生态风险评价研究较多, 而对于生态系统产生的风险仍没有定量地、深入地分析研究。
4.4 多数区域性生态风险评价是基于简单指数的计算, 没有形成系统的、完整的评价指标体系。区域生态风险评价没有规范化的程序和方法。
4.5 对于矿区环境问题多侧重于生态退化现象和过程的研究, 对其生态受损的机制尤其是煤矿区生态退化机理、生态系统结构功能的演变规律研究较少。
摘要：介绍了国内外生态风险的发展历程及研究现状, 总结了目前生态风险评价的基本内容、方法, 并对生态风险在国内外的应用进行了详细阐述。综合国内外研究, 提出生态风险评价研究的发展趋势以及目前存在的问题。
关键词：生态风险评价,研究,趋势
参考文献
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[4]Cheryl B Cleveland, Monte A Mayes.An ecological risk assessment for spinosad use on cotton.Pest Management Science, 2002, 58 (1) :70-84.
生态适宜性研究综述 篇8
海洋是重要的蓝色国土,是区域可持续发展的重要支撑空间[5]。目前,海洋资源的开 发、建设、保护与管理尚未真正建立在资源环境潜力和承载力的分析和评价的基础上,区域社会经济尚未形成科学的发展模式,部分地区海岸带资源、 环境、生态问题突出,局部地区海洋生态系统破坏严重。随着人口、经济日益趋海移动,海洋生态系统功 能的损失 有可能导 致灾难性 的后果[6,7]。因此,与全球变化关系密切的海洋生态安全研究亟待深入。本研究结合国内外陆域生态适宜性评价和管理的相关文献,总结现有生态适宜性研究的特点和存在的问题,提出海洋生态适宜性的概念、内涵及研究的重点和方向。
1生态适宜性的概念和内涵
生态适宜性是指由区域生态系统具有的气象水文、地质结构、地形地貌、土地资源、矿产资源和动植物等自然属性以及景观、文化等人文特征所决定的,对某种持续性用途的适宜或限定性程度[8]。在区域发展的综 合性和资 源用途的 多样化的背景下,生态适宜性分析将生态规划的理论和技术与适宜性评价结合起来,借助生态组成要素的价值对给定资源开发利用方式的适宜程度进行评估,从发展可持续的角度反映区域生态系统的资源基础优势和社会经济的本底条件[9]。 通过对特定生态系统的自然要素和社会经济属性等因子的量化,生态适宜性分析旨在评价区域综合系统的合理承载力和未来发展潜力,因地制宜地给出资源与环境质量在符合生态学规律下的评价和地域分布,并在生态系统可载和生态功能可恢复的限度内优化资源开发利用的时间和空间结构;确定区内资源利用方向和优化利用方式,协调人类社会经济活动与自然生态过程间的关系,以从区域开发建设的根源上控制和减少人类活动对于生态系统的消极影响;指导区域生态环境功能区的划分,布局区域内农业、工业、服务业、居住、交通等各项人类活动;最终构建具有和谐的生态系统结构、适宜的资源利用方式、优良的生态环境质量和优化的区域综合效益的利用模式,实现地尽其利,物得其所,生态系统良性循环,促进区域开发和生态保护的协调发展。
2陆域生态适宜性研究概况
2.1国际研究进展
“生态适宜性”这一名词最初出现于土地资源利用 与规划领 域,是由美国 景观设计 师McHarg及其同事提出并赋予实践的,他们利用简单的叠置方法定性分析了纽约斯塔滕岛(Staten Island)对自然环境保护、景观游憩(积极和消极游憩两个方面)、住宅建设、商服及工业开发等5种用地方式的适宜情况,制作了保护-游憩城市化地区综合适合度图,并在此基础上逐渐发展起了以地图叠置为主要特征的生态适宜性分析方法及生态规划流程[8];20世纪70年代,联合国教科文组织(UNESCO)在“人与生物圈计划” 中明确提出,要将生态学理论作为城市规划和建设的指导理论,从生态可持续的角度来关注整个城市或更大范围内的生态过程,这使生态适宜性评价从农用地评价扩大到城乡规划领域,由概念性的形态描述发展为定量化的综合分析,如Longlin和Pearce在地图叠置法的基础上提出了以权重和评分代替等权叠加的线性组合法,并将其应用于城乡建设用地的生态适宜性分析;Westman[10]在此基础上,进一步细分出坡度、土壤质地和排水性3个微观尺度上的生态因子,对住宅建设的生态适宜性开展了半定量化的研究。这一时期,生态适宜性研究开始由早期的简单定性描述发展到半定量的评价阶段,但其研究视角尚未转到区域发展的整体性和综合性上。
20世纪90年代,很多发达国家提出了“都市区生态功能区划”的概念,并将生态适宜性评价技术较好地运用其中,广泛应用到诸如农业[11]、 物种栖息地[12]、地质适宜性[13]、公共基础设施选址[14]、城市扩张[15]、环境影响 评价[16]和景观规 划[17]等方面,先后建立起了因子组合法、整体综合法、数理统计法、因素分析法和逻辑规则法等评价方法。典型的如:美国组织进行的南加利福尼亚的城市区域用地功能分区、英国编制的伦敦市宏观生态规划、日本的东京湾都市区生态功能区划等[18],都是对区域生态资源的综合评价,将城镇发展在生态资源的时空尺度上进行了整合, 也将生态适宜性研究扩展为协调和优化区域生态保护与发展间关系的重要工具。
景观生态学为区域的生态适宜性分析提供了一个全新的视角。通过景观格局及其变化的空间和动态分析,形成了一系列表述和分析景观格局的空间指标及模型方法,为评价区域生态适宜性提供了理论支持。而空间分析技术的发展及优化配置理论的完善则进一步充实了评价 技术体系,非线性理论[19]、模糊综合理 论[20]、灰色聚类理论[21],人工神经网络[22]等先后被引入生态适宜性评价模型的构建当中。地理信息系统技术(GIS)与生态学理论的耦合成为当代生态适宜性评价技术发展的主流,很大程度上增加了评价结果的客 观程度与 科学合理 程度。 近10年来,格局-过程分析的思想被引入自然资源管理的研究中,国外对生态适宜性评价的探究开始转向不同时空尺度下机制与信息的提炼,侧重分析土地价值在景观水平生态过程中的演进规律,试图将生态学原理和方法与不同的规划目标相结 合,构建了一系列格局-过程耦合模型[23]。
2.2国内研究进展
相较之下,国内的生态适宜性研究侧重于农业生态系统的适宜性评价,20世纪80年代在《土地评价纲要》的指导下,陆续开展了国家和区域宏观尺度下的农用地适宜性分析,并构建起了土地资源适宜 性评估的 五级框架 标准[24]。2003年,国家颁布了《生态省、生态市、生态县建设指标》,将适宜性研究的重心从农业生态系统转移到了区域综合发展领域,并在全国范围内开展了以区域环评和城市生态规划为目的的生态适宜性分析,研究方法也由简单的半定量指标评价发展为人地复合模型的综合量化。如,陈昌勇等[25]从pH值、坡度等单因子出发,建立了多维度的生态评价体系,并应用于沈阳市的土地生态适宜度分析;赵珂等[26]构建了水土流失、土地沙化、水环境质量、土壤质量 和生态敏 感性等复 合生态指 数,用于安阳市的生态环境影响评价和区域规划中。近年来,随着国家“国土主体功能区”概念的提出,生态适宜性评价被广泛地应用到区域主体功能区规划过 程中:如蒙莉娜 等改进了 欧阳志云[27]提出的生态位适宜度模型,探究了自然资源的现实生态位和需求生态位之间的承接关系,从农业发展生态位、城镇发展生态位、产业园区生态位和生态环境生态位4个方面建立起了济南市土地利用功能分区模型,从生态适宜度评价的角度开展了功能区划分的实证研究;刘毅、史培军等[28,29]基于逻辑组合规则的原理,在资源可持续分类矩阵的基础上建立起了区域生态功能区发展空间评价方法,从开发利用的限制程度等级 (重点、优化、限制和禁止)将城市生态适宜空间划分为4类发展区域;赵明月等将城市复合生态系统理论及生态适宜性研究引入到城市人居环境评价当中,构建了包括自然、人文和经济的多维评价体系,并基于压力-状态-响应模型和熵权综合法对大连市进行了实证分析;还有学者将数理统计法 (如聚类分 析、主成分分 析、层次分析、模糊数学和灰色系统关联度等)与空间分析技术(如元胞自动机、最小累积阻力模型和空间自组织模型等)进行了耦合,建立起了特定地域功能区划分的复合评价模型[30,31,32,33]。
2.3典型生态适宜性评价方法
2.3.1生态因子叠置法
生态因子叠置法源于McHarg[8]提出的以生态因素叠合为特征的定性分析法,即用一系列的自然、经济或社会等条件不断筛选掉不满足既定要求的区域,直至最终留下符合所设定的全部规则的地域分布;进而发展成为传统的“自下而上” 的景观评价方法,即基于实地资源调查或遥感资料,定性分析各同质小区对特定利用方式的适宜性等级;随着生态学理论的完善和计算机技术水平的提高,以单因素专题图叠合为主要特征的生态因子叠置法逐渐发展起来,并先后经历了等权叠加、加权叠加和生态因子组合3个阶段,可分别用式(1)、式(2)、式(3)表示。其中,生态因子的组合方式又可以进一步分为非层次和层次方 式:前者即将所有因子直接加权叠加,适用于判断因子较少的情况;后者则是采用有一定层次结构的因子 组合体系,适用于复 杂因子的 叠加情况。
式中:Q表示区域生态适宜度的评价结果;ej为单因子评价值;k表示生态因子的数量;n代表评价指标的维度数;eji为区内第j个生态因子在评价第i个指标的适宜度值;wji为因子j对于指标i的权重;μi为指标i在适宜度 总体评价 中的权重。
2.3.2逻辑规则组合法
针对上述“生态因子叠置法”中存在的确定评价因子权重的困难,逻辑规则组合法逐渐发展起来。该方法试图根据逻辑组合分类的原理建立判断准则,来量化各生态因素间的复杂关系, 从而构建起生态适宜性的分析准则,对资源的生态价值和社会经济价值需求进行不同方式的两两组合,据此来判断资源的合理利用程度,最终对其开发利用的生态适宜性进行评价。代表性的为JU的土地资源适宜性评价分类矩阵,该矩阵依据逻辑规则的组合分类原理,首先分别从生态学价值和社会经济需求两个方面出发,将城市土地分成低、中、高、很高4个等级,进而制定不同等级间两两组合的适宜性和限定性准则,据此判定区内各地块的生态适宜性[18];国内的史培军等[29]继承了上述组合与分类分析的思想,同样基于自然生态和社会经济两个维度的独立评估,建立起了土地可持续利用分类组合矩阵,并最终落脚到城市生态主体功能区的划分上;刘毅、李天威等[28]完善了该分类矩阵,直接将城市发展空间划分为生态功能分区和开发建设适宜性分区两个方面,并细化二者内部的适宜性等级,在考虑现阶段发展状况的基础上,构建起了满足不同生态适宜目标的逻辑规则评价体系(图1)。
2.3.3格局-过程模型法
景观生态学的理论认为,格局与生态过程构成了自然界景观资源的整体动态。其中,格局是各生态过程自发或相互作用、相互驱动的结果: 生态过程的变动会引发相应的格局响应模式,而格局的变化也会使生态过程产生一连串的变化, 因此,适宜的格局-过程模型是解释生态系统变化过程、度量区域景观资源的生态学特征的重要方法。该评价方法的发展基于相关空间处理技术的引入,旨在通过考虑土地在景观水平生态过程中的流动或相互作用,建立相应的生态适宜性过程模型。从而部分克服前述几种方法中数据的不连续性、评价的主观性以及量化可信度等方面的弊端:例如解决适宜性界限的不确定性问题的可拓性原理,解决多因素、多指标综合问题的模糊数学理论,用于非线性的适宜性分析的遗传算法,模拟区域生态经济复合系统发展需求的生态位适宜度模型(图2),模拟生态系统水平演变过程的最小累积阻力模型,模拟区域景观在时间上的动态变化过程的马尔科夫链和元胞自动机模型,表征景观空间异质性的景观格局指数,以及实现系统自组织调整和适应性分析的人工神经网络等。格局 - 过程模型通过最大限度地综合不同时空尺度上有限的实验或者观测数据,揭示景观格局与水平生态过程的内在机制,为生态适宜性评价方法的完善提供了丰富的支撑。
注:某种特定开发利用方式对资源需求所构成的n 维资源,简称需求生态位; 资源的现实状况也构成对应的资源空间,称为现实资源生,简称现实生态位;通过量化现实生态位和需求生态位,就得到区域现状资源条件对发展的适宜。
2.3.4典型评价方法比较
总结比较陆域生态适宜性评价的3种典型方法如表1所示,生态因子叠置法的基本原理是将自然环境、社会经济等不同量纲的因素通过数学叠加成综合评价图,其运算公式简单,形象直观,且能方便地通过地理信息系统软件(GIS)中的地图代数、空间分析等工具箱实现,因此成为目前应用范围最广的陆域生态适宜性评价方法; 但权重问题是该方法量化过程中的一个关键,早期的实践运用中大多依靠研究者的主观臆断,后来逐渐演化出了熵权法、主成分分析法、局部惩罚性变权法、隶属度评价法等权重确定方法,从某种程度上减少了评价结果的主观性[18]。逻辑规则组合法能够较好地表征生态因子之间的复杂、非线性关系,但其难点在于逻辑规则的制定; 特别是在进行生态适宜性分析时,涉及的生态因子往往较多,各层次因素间的逻辑关系也比较复杂,要准确界定各系统组分和各因子之间的关系就显得十分困难,因而在很大程度上限制了该方法的广泛运用。格局 - 过程模型法能够从理论上实现对复合生态系统的模拟,但鉴于生态学格局和过程本身所固有的复杂性和不确定性,现阶段模型的应 用性和普 适性仍将 会受到很 大的限制。
3海洋生态适宜性研究概况
3.1海洋生态系统管理研究概况
海洋生态系统具有复合性、连续性、流动性和脆弱性的特征,其资源与环境之间,相互联系、 相互制约,形成了不同层次、不同内容的系列子系统[34],在复合生态系统的结构和功能、人海关系调控的思 维和技术 等方面具 有显著的 特殊性[35]。面对当前全球性人口急剧增长、陆域环境污染和陆地资源枯竭等严重问题,海洋资源的重要性已经日益被人类所认知:作为全球生命支持系统的重要组成部分,海洋将成为人类生存和社会经济发展的重要资源基础和环境条件[36];与此同时,人类活动对海洋生态系统动力学影响的复杂程度也日益凸显,海洋生态系统固有的脆弱性和敏感性使得用海矛盾不断激化,沿海地区的海域生态环境面临巨大压力,很大程度上制约了区域资源环境和社会经济的发展。
因此,如何提升海洋生态系统的管理水平已经成为国内外研究的热点。UNESCO正在广泛推动海洋空间规划与大海洋生态系的管理理论; 欧盟(EU)也开始制定新的综合海洋政策,以期在保护海洋资源基础的同时促进涉海经济增长; 英国在2009年通过了《海洋和海岸带准入法》, 借鉴了陆地生态系统管理的经验,把生态系统方法作为高层次的海洋目标;美国2009年12月公布的《有效的海岸带和海洋空间规划临时框架》 中强调海洋规划和管理活动应当全面反映对生态系统方法的认识;2011年,我国在《国家环境保护“十二五”规划》中提出了 “海洋生态 红线”制度,党的十八大又将“海洋生态文明建设”提到一个新高度。类似的研究也在世界其他国家开展和实施,旨在深入认识和理解海洋系统的自然和人文要素,使海洋资源管理发展成为以海洋生态系统为对象的综合管理,实现海洋生态资源的可持续[34]。
3.2海洋生态适宜性相关的研究进展
联合国环境规划署(UNEP)发布的《千年生态系统评估报告(海洋和沿海生态系统部分)》强调了海洋生态可持续对人类生存和福祉的重要 性,并提出了适应性管理方法在应对海洋研究的动态性和不确定性中的优越之处[37]。开展海洋生态适宜性研究,就是以海洋生态系统可持续性为目标,在不断探索、认识生态系统自身内在规律、人类干扰过程的基础上,根据海洋生态适宜性评价的结果,分析海洋资源和社会经济发展的基础优势,并因地制宜地提出生态系统优化与调控策略,以满足生态系统容量和社会需求方面的变化[34],最终建立起以海洋生态系统为基础、以发挥海洋生态功能和海洋功能区作用为出发点, 协调人与自然、开发利用活动与生态恢复力之间关系的区域海洋管理模式。
尽管陆地生态适宜性评价的方法和模型已经非常成熟,但其在海洋领域的应用却仍然极其有限。国外海洋生态适宜性的研究多集中于海洋生物的生境适宜性分析[38,39],河口质量的适宜性评价[40],海洋环境适宜性评价指数的构建[35],海洋资源开发利用的社会经济效益评估,以及海洋工程选址的适宜性分析[41]等几个方面。典型的如葡萄牙的Ferreira从脆弱性、海水状况、沉积物状况、营养动力学4个方面建立起适宜性的主观评价标准,结合研究区域各方面的具体状况进行了专家打分,据此来判 断海洋资 源质量的 优劣;不少学者采用指示生物法(包括底栖生物的完整性指数、Shannon-Wiener多样性指标、BI评价指标、AMBI评价指数和Bentix评价指标等) 对海洋生态系统的健康程度进行了评价;美国国家海洋与大气管理局建立了包括富营养化、病理学和健康指数(动植物多样性、初级生产力、恢复力、弹性和稳定性等)的海洋环境适宜性评价方法;欧盟提出了海洋环境评价的水框架指令(water framework directive),初步建立了评价技术导则,旨在评估人类活动产生的环境压力。总体上,国外的评价还是以描述性的分析为主。
国内学者中,杨新梅等[42]利用模糊数学和加权评分的思想改进了传统的层次分析方法,并应用到海洋自然保护区的资源综合评价中;吴涛[43]将景观生态学、干扰生态学、模糊数学、遥感监测技术等引入滨海湿地生态系统的健康评价,从人类活动、生物特征指标、环境特征指标、景观格局指标和环境保护政策等多个方面出发,构建了大洋河河口湿地生态系统 的PSR评价模型;林绍花[44]提出了海洋功能区划的适宜性评价方法;李占海等[45]构建了中国海滩旅游资源适宜性评价体系;叶属峰等[46]将空间分析技术与综合指数评价相结合,从海洋环境压力、海岸带开发强度、海洋可利用资源、海洋环境质量现状、人口聚集度、 海岸带经济发展水平、科技支撑条件、区域发展政策导向等10个方面对长江三角洲海岸带适宜性开展了评价,并据此划定了区域海洋主体功能区;吕霞等[47]从自然生态、基础设施、社会经济三大维度对港口的生态适宜性进行了分析;田娜[48]将人工神经网络技术与适宜性评价理论相结合, 建立了滩涂资源开发的BP网络评价模型;王初升等[49]将生态干扰、生态服务功能等理论引入围填海对珊瑚礁 生物海岸 的影响分 析,从资源损 失、环境质量、生态功能和经济损益4个层面建立起了围填海活动的适宜性评价指标体系,据此将围填海的适宜等级划分为可围填区、限制围填区和禁止围填区;陈秋明[50]构建了无居民海岛开发适宜性逻辑分析规则,并尝试采用互斥矩阵, 从社会经济可行性和生态保护重要性两个方面对厦门鳄鱼屿的开发适宜性进行了评价。
总体来看,大部分适宜性评价模型都还是停留在静态的定性分析阶段,多从理论机理出发给出一定程度的适宜性描述;虽有一些量化研 究, 也仅是对海洋总体情况的笼统评价,或针对海洋生态系统的某一特定功能开展半定量的特性分析:比如利用特定的生物指数判断海洋生态系统的生境适宜程度,或是利用环境质量指数来表征其健康程度等;评价体系还比较单一,缺乏对影响海洋资源开发利用的生态因子的系统、宏观研究,以及综合评价其是否适宜开发和如何开发等内容,难以表征 海洋生态 系统的复 杂性和整 体性。
3.3海洋生态适宜性的概念和内涵
基于上述研究,我们提出了海洋生态适宜性的概念,认为海洋生态适宜性是指由海洋生态系统具有的地质、地貌、水文、气象、物理、化学、生物、景观、区位等自然和社会属性所决定的,对特定、持续性用途的生态学需求满足程度和适应能力。海洋生态系统和陆地生态系统类似,也是由生命结构系统和环境支持系统两个方面的要素 组成,其中生命系统要素包括了各种海洋植物、 动物和微生物等,环境系统 要素则包 括光、热、 水、气以及各种营养物质等,共同构成了海洋生态资源。评价海洋生态适宜性,也就是研究在不同的区域发展目标下,海洋生态资源条件对特定开发利用方式的适宜程度。
在海域使用的复杂性和资源用途的多样化的背景下,海洋生态适宜性分析通过对海域的自然、环境、经济、社会属性等资源进行综合定量描述,旨在从海洋生态系统的角度出发,根据区域自然资源与环境特性,结合发展要求与资源利用要求,反映区域生态环境资源的基础优势,表征社会经济的开发密度,提供区域环境的相对发展潜力和承载力。在综合评价各生态因子的适宜程度的基础上,识别出重要的海洋生态保护区和开发利用区,评定海域的固有属性对生态保护和开发利用的适宜等级和地域分布。确定区域开发的制约因素,维持海洋生态系统的整体性,寻求积极的海洋生态平衡,促进区域海洋资源开发和生态环境保护的协调可持续,最终为海洋生态系统的综合管理提供依据。
4存在的问题与研究展望
目前,区域生态适宜性研究的基本理论框架已构建起来,用于生态适宜性评价的各种数学、 物理、地理学模型也在研究和完善当中。但总体上仍以陆域研 究为主,且集中于 城市功能 区划分、土地利用、环境影响评价、景观规划、旅游规划与开发等领域,可供参考的海洋生态适宜性理论和评价方法等资料极其有限。在研究方法上, 也存在主观性较大、应用程度较低等问题。
(1)水平生态过程表征的问题。生态资源的价值不仅由垂直生态要素(如地形、地质、土壤、 水环境、生物等)决定,还表现为各生态因素在水平过程中的流动或相互作用[51],包括物质的循环和能量的平衡、泥沙和养分的积累与运移、物种的空间迁徙、人类的空间运动、物理和生物干扰过程(如大风、病虫害等)的空间扩散等[52]。尤其对海洋生态系统而言,具有显著的流动性和连通性特征,在评价过程中须考虑水平流动和动态变化的问题。然而现阶段生态适宜性研究大多忽视了评价过程的水平-垂直二象性:无论是地图叠置法中的数学叠加,还是逻辑规则组合法中的逻辑叠加,都只是将生态要素进行垂直叠加的过程,缺乏对自然景观单元间的水平生态过程的分析,因而无法保证对实际生态学演进过程的客观考量,赋权和规则设定过程又进一步增加了评价结果的主观性。
(2)多维度的生态因子量化体系问题。资源的生态适宜性应当从价值和价值限制两个方面进行理解:既需要根据资源的生态价值来判定其在生态保护方面的适宜性程度,又应当从资源的生态价值出发,分析其对某种特定开发利用方向的限定性程度,前者对应生态适宜性研究的自然属性,后者对应其社会属性[53]。在社会经济高速发展的今天,人类活动已经成为影响生态系统的一个主导因素,也是生态适宜性的研究过程中需要考虑的必不可少的属性要素。而现有研究往往只从单一维度开展评价,特别是适宜性评价因子的选择,多侧重资源的自然生态属性,对于社会经济因素的量化还不够,也忽视了两者间相辅相成的关系;缺乏从多个不同层次和多个维度, 特别是从景观生态学的角度考虑适宜性评价,一定程度上降低了生态适宜性研究对于生态系统 管理的指导意义。
(3)多尺度适宜性评价的问题。生态问题往往不会局限在单一尺度层面上,有关资源环境的决策制定应当在生态信息输入最大的体制层次上进行,以确保生态信息在各层次上的流通;而适当的管理尺度将拥有最相关的信息,能快速有效地做出反应并能够在不同的尺度层面上进行 综合[54]。生态适宜性也在不同尺度上有其各自的内涵,只有当研究的尺度与所分析的区域主体的本征尺度相一致时,区域资源-生态-环境的主要矛盾才能被可靠地表征。而现有研究多为单一尺度的研究,或者从宏观尺度进行简单的生态功能分区,或从微观尺度评价单一用途的适宜性,且对于空间格局分异的研究还比较薄弱。如何恰当地引入景观生态学中的“尺度-格局-过程”理论,既能在宏观层面上实现较大尺度的复合系统建模,又能在微观层面上实现更为精确的格局度量,最终开展更加细化、可靠的预测评价, 实现以可持续发展为目标的尺度推绎,并通过案例的细化研究,提出有针对性的区域生态系统管理技术和区域发展规划战略建议等,还有待进一步深化。
生态建筑设计的原则及措施综述 篇9
生态建筑设计的内涵
生态建筑设计就是根据建筑物所在地的自然环境的特点，取自然之所长，避自然之所短，以建筑技巧使建筑融于自然，以自然环境使自然更宜人居。虽然说起来只是简单的一句话，但是做起来却极难。比如，在我国的北方，冬天极寒，零下二十几度是常有的天气，这就需要在进行生态设计时充分体现生态建筑的内涵，那就是要使建筑具有避寒的特性，外墙就要加保温层，这样不但冬天不冷，夏天还不会太热，此外还可以安装“LOW-E”玻璃，将房间里的热量反射回去。在使用地热时，地砖就可以选择会“呼吸”的砖。这些都是生态建筑设计必备的基本技巧。生态建筑可以划分为绿色建筑、生物建筑、自治建筑。最好的生态建筑应该是可以使得人与自然、自然与建筑、建筑与人这三者之间互相融合、互相共生互相和谐，三者之间既能融为一体，又能独立分割。
生态建筑的设计原则
1.以人为本，科学设计
人本主义原则是生态设计的最首要的原则，因为即使不是生态建筑，也是要给人居住的，如果不宜居，那么就失去了建筑的最基本的意义。所以生态建筑也不例外，宜居是最关键的原则。因此，生态设计师必须从温度、采光、通风、湿度、噪声污染等多方面为即将居住于其中的人考虑。在噪声方面可以采用墙壁间的空心砖隔层减少居民之间的噪声，采用磁性节能保温门减少传统的老式防盗门开关的巨大声响。采用降噪玻璃降低户外噪音对居民的干扰。有些优秀的设计师是可以将节能降耗与舒适性的提高集于一个建筑物之内的。
2.整体设计原则
生态建筑不同于以往的任何建筑，生态建筑不再是死气沉沉的建筑，而是可以与自然互动，与人类互动的建筑。生态建筑不仅是一个开放的系统，而且还是一个有机的系统。生态建筑可以根据环境的变化在其内部进行微调整。生态建筑设计师们必须从整体入手，从整个环境的角度设计生态环境的整体架构。根据其所在的区域的自然环境、社会环境、经济环境等各种因素统一考虑，权衡比较从中选择最优的解答。其次，利用生态技术建立起巨构城市，向地上空间要效益；充分开展城市地下空问的综合利用研究等，使城市地面、地下、空中连接为有机协调的立体网络。
3.生态建筑的可持续发展
生态建筑设计的未来趋势是走可持续发展的道路，可持续的概念是一种动态的思想，体现在中就是建筑应具有足够的弹性以适应未来的发展。因此，生态建筑的可持续发展不仅强化生态建筑的功能性，还要注重生态建筑的继承历史的特点。首先，尽可能采用环保技术和材料，环保技术和材料是生态建筑的技术支撑，建筑设计中应积极采用适用技术和环保技术，采用新材料、新产品。其次，考虑对可再生能源的利用。
生态建筑设计方法在现代建筑设计中的应用
1.整体环境的设计
生态建筑在建设立项和整体规划时首先要重视选址，设计师应从本地的具体地域环境出发，从场地的基本条件、地形地貌、地质水文、气候条件、动植物生长状况等方面分析设计的可行性和经济性。建筑整体设计应该根据自然的本质属性，去除传统的与自然相对立的、破坏自然的建筑观，强调建筑与周边环境的关系要协调。
2.灵活的立面设计
建筑立面不仅是室内外空间的分隔，同时还应满足许多其它功能，因此立面设计应尽可能满足使用者的各种要求。首先，在外墙设计时，要满足自然采光、自然通风要求，要努力提高室内环境的热稳定，设计时采用明厅、明卧、明卫、明厨的设计。
3.最大限度获得自然通风
自然通风不但可以满足室内环境的需求，还可以节省大量的空调能耗。自然通风最基本的动力是风压和热压，若利用风压来实现建筑物的自然通风，首先要求建筑物有较理想的外部风环境（平均风速一般不少于3—4m/s），其次建筑应面向夏季主导风向，房间进深较浅（一般少于14m为宜），才可以形成穿堂风。
4.加强建筑智能设计，选用可再生能源的循环利用
随着科学技术手段的提高，大量电子通讯和自动化技术在建筑中得以运用，生态建筑的智能效应也得到重视，例如把多媒体现代通信、智能型计算机、环境监控等技术与生态建筑相结合，设计出会呼吸的玻璃幕墙、智能采光窗、室内自动调湿、调温装置等，从而为人们提供低能耗、高效能的居住空间。其次，在构建生态建筑时，应选用可再生能源的循环利用，根据区域性特点，利用太阳能、风能、水力能、生物能等。
发展生态建筑设计和建筑生态化趋势的意义
1.增强人与自然环境的结合和协调
建筑物不仅是对自然环境的改造，更能让使用者更好适应自然环境，舒适生活。基于“崇尚自然”的理念，生态建筑非常注重人与自然的和谐共处，因此在生态建筑中应较多的合理使用自然元素，将自然元素贯穿于建造、运营直至建筑物的终结。生态建筑致力于营造最舒适最贴近自然的环境，以达到保护环境和节约能源的目标。
2. 增加“绿色”面积，保护生态平衡
生态建筑不仅在外界环境的设计上注重绿化，也充分强调内部环境的有氧设计，通过室内绿色植物的精心设计，调节室内的温度、湿度，避免使用者受到有害气体、噪音等的困扰。可见，这样的室内设计更具有开放性，更体现大自然的室外特征。那么，有哪些相关设计可以运用于室内的绿色化创作呢？除了常见的用植物、水面划分居住空间的手法，还可以使用绿化屋面的方式，起到防水和维护作用的同时，提高观赏价值与实用价值。
3. 节约能源
生态建筑非常注重环保节能，这不仅体现在设计和使用过程，更体现在用材上。很多设计处理中，都尽可能地应用可再生的能源，如尽可能利用自然光、自然风、太阳能等资源，合理配置耗材。其中，太阳能的合理应用在全世界的建筑中都被广泛采用。著名的明野村住宅以及大岛住宅（日本，加藤义夫设计）就是一个典型的例子。我国的一些地区的照明还用了光导管，用太阳光取代灯光照明。
结语
在未来的生活中采用生态建筑是维护生态平衡、坚持可持续发展的必然要求，也只有充分采用生态建筑才能在建筑物建筑及使用过程中更高效的利用自然资源，更充分的降低资源消耗以及更充分的降低污染，最终为建造处空间、生态、文化、社会等方面相互和谐的大环境，为人们的生活、工作听歌更舒适、优美、洁净的环境。
湿地生态补偿研究综述 篇10
随着人类认识自然和改造自然能力的提升, 逐步认识到保护和恢复自然生态环境应当与物质社会前行相同步。湿地生态作为自然生态中的构成元素, 保护和恢复湿地生态亦成为其重要环节, 而进行湿地生态补偿亦正是现阶段湿地生态保护的重要措施之一。
湿地生态系统归属全球6大生态系统, 湿地生态补偿理论也定离不开生态补偿的理论范围。生态经济学、环境经济学与资源经济学, 特别是生态价值理论、外部性理论和公共物品理论等为生态补偿机制研究提供了理论基础。
1 湿地生态补偿研究实践现状及存在的问题
目前, 我国湿地生态补偿囊括于生态补偿这一笼统概念之中而未单一清明出来, 不仅仅体现在定义湿地生态, 制定湿地保护法律法规, 合理规划湿地保护恢复等方面, 在湿地生态补偿的实践中也存在补偿范围不明确、补偿标准不科学、补偿模式单一、资金来源缺乏等问题。
1.1 湿地生态补偿主客体
湿地生态补偿的主体确认同生态补偿主体的明确方式基本一致, 湿地生态补偿的主体也基本囊括国家和受益者, 是根据利益相关者在特定生态保护或者破坏事件中的责任和地位进行确定的。国家作为对相关利益、权力的评判者和执行者在湿地生态补偿乃至生态补偿的实践中起着主导作用。当相关的补偿数量无法由受益者以及生态保护带来的公众经济利益满足或者补偿主体不明确的时候, 当由国家来承担相应的补偿。受益者包括对湿地生态资源占用, 自身发展对湿地生态保护造成有害影响从而导致湿地生态服务功能退化的行为主体。为湿地生态保护牺牲自身利益的个、群体构成的保护者和致力于湿地生态保护恢复的企事业单位、民间团体、国际组织共同构成湿地生态补偿的客体。简单来说, 湿地生态补偿的主客体确立按照破坏者付费, 使用者付费, 受益者付费和保护者得到补偿等原则共同确立;湿地生态补偿的内涵即是生态补偿的主体向生态补偿的客体进行数量补偿。
除此之外, 还有一种特殊的补偿主体, 即湿地生态系统本身, 诸如湿地公园一类, 通过对某些湿地区域的可持续开发以及合理利用, 使得湿地生态系统本身在保护与建设的平衡中产生一定的经济效益, 这种外部性的经济活动使得该区域的受偿方间接的从中获益获利。促进了该地区生态保护与经济建设的平衡发展, 也使得湿地公园本身成为湿地生态补偿的主体。
1.2 湿地生态补偿方式研究
湿地生态补偿方式是湿地生态补偿研究中重要内容也是实现湿地生态补偿最为直接的表现形式。依据生态补偿的途径、补偿物的性质、补偿的效果又将生态补偿的方式类型进行了相应的划分。补偿物最为常见、最为普遍易行的即是资金补偿, 在实践中具有高效、直接、实用等特点。补偿客体被给予当前阶段在生活、生产资料上所匮乏的实体物资即是实物补偿。在区域性、地方性政策上进行优化改良, 制定多方面的优先权以及优惠待遇以及对相关的生态服务功能进行政策管理等则是政策补偿的内容。对被补偿者进行免费的智力服务, 如培训专门的技术管理人员则是智力补偿的内容。根据生态补偿的途径又可以将之分为直接补偿以及间接补偿, 亦有学者将其划归为输血性补偿以及造血性补偿2类。
输血性补偿主要是指政府或者其他补偿主体将筹集的补偿资金定期转移给被补偿方, 这种补偿方式对于受偿者来说具有支出上极大地灵活性, 受偿方可以根据自身需求合理安排这部分受偿资金。当然这种补偿方式也存在较大的缺陷, 一旦受偿方将受偿资金进行消费性支出, 而不是从长久长远来支配这部分收入, 那么这部分资金也不能从根本上使得受偿方因保护生态资源而富有起来。造血性补偿同输血性补偿最本质的区别即是补偿主体不单一或者不以资本转移为唯一形式对首场客体进行补偿, 通常以发展生态项目、生态环保产业的形式拉动落后生态保护区域内的群众生产就业积极性, 通过自身劳动再创造实现不依赖不依托的自主发展方式, 使得外部补偿转化为自我积累能力和自我发展能力, 其优点是实现受偿方的可持续发展。
王青瑶, 马永双等人还在不同湿地保护方式下对以上2种生态补偿方式的选择进行了深入探讨。他们认为, 对于湿地自然保护区、湿地保护小区等应更偏向于输血性补偿。采用湿地保护区进行保护的湿地生态系统通常是具有重要生态功能的湿地区域, 以保持原有的自然环境为目标, 其生态价值要远远高于其经济和社会价值, 保护程度高, 无法进行经济开发, 而造血性补偿的内容本身即是以自然资源的合理利用开发达到人与自然可持续发展的。同样湿地保护小区内只能开展科学实验和保护监测等必须的湿地生态保护活动。而其他的诸如湿地公园形式以及湿地多用途管理区方式自身偏向于公众游览、参观、休闲或者进行科学、文化、教育以及进行生产经营活动, 采取造血性补偿也就更为恰当。
1.3 湿地生态补偿量化标准
生态补偿量化标准的确定是指导湿地生态补偿总进程合理推进的平衡木, 关系到湿地生态补偿实施的可行性和补偿效果, 补偿标准的过高或者过低分别对补偿主体和补偿客体带来不同的影响。只有合理量化补偿才能平衡补偿主体和补偿客体之间的利益关系, 更好的发挥湿地生态补偿对于湿地区域保护以及受影响补偿受体的发展生存的积极作用。
目前, 主要存在2种生态补偿标准的量化研究思路, 一类是对生态服务功能的价值进行评估, 利用Robert Costanza等人提出的对重要生态系统进行的生态服务功能价值评定方式确定生态系统总价值, 将生态系统总价值作为生态补偿的参考数据, 利用差别计算来确立补偿的量化标准。但是这种方式方法在实际应用的过程之中存在明显的不合理之处:生态功能服务本身即是非市场化商品, 其价值量化主要应用市场替代法以及非市场评估技术, 但是不同的评价研究方法对于生态服务功能价值评定存在差异;生态功能服务中的非使用价值诸如遗产价值、存在价值的量化根本无法客观定量;采用这种方法评定生态功能服务价值过于巨大, 在制定补偿标准时也会使得补偿数量过大, 降低补偿主体的补偿能动性。
第2种方法即是广泛应用于国内现行补偿实践即最小数据方法。Antle等开发的最小数据法, 其基本思想是基于生态系统供给的机会成本推导生态系统服务的供给曲线, 用土地利用来代替生态系统服务的供给来进行分析。
1.4 湿地生态补偿的法律及相关制度研究
确立标准规范的湿地生态补偿制度是现阶段生态文明建设的重要内容, 也将在一定程度上解决传统工业经济的发展问题:没有解决劳动价值与生态价值的平衡关系, 对劳动价值的追求, 对生态价值的忽视使得工业经济发展思路的狭隘暴露无遗。
现阶段我国湿地生态补偿还处于初级发展阶段, 在相关湿地补偿的法律制度上国家和各地区已经通过并开始执行相应的法律法规诸如:国家立法中《中华人民共和国水污染防治法》、《中华人民共和国土地管理法》、《中华人民共和国环境保护法》均以明文形式对概属湿地领域的相关应用、开发、保护行为进行规范要求;地区立法中各省份制定的《湿地保护条例》对湿地生态补偿制度建设的内容进行确定;国家性政策中2000年《中国湿地保护行动计划》、2004年《全国湿地保护工程规划》、《全国湿地保护工程“十一五”实施规划》、《全国湿地保护工程“十二五”实施规划》、《中央财政林业补助资金管理办法》都在各个层面体现了湿地生态保护及补偿的相关内容。但是有关湿地生态补偿的完整法律制度建设依然没有详尽, 无法满足湿地生态建设的相关要求。从立法以及制度的完整性来看, 没有明确湿地定义, 我国通行的湿地概念没有法律依据和法律定义;湿地生态补偿量化标准没有明确统一的实行办法, 补偿物类型, 补偿对象不具备法律刚性;湿地生态补偿义务关系没有理清, 湿地生态补偿的行政主体囊括林业、土地、水利、农业部门, 没有专一有效的行政主体执性补偿内容。湿地生态补偿的主体主要以政府财政资金转移来进行, 湿地损害者为主体能够体现市场化补偿的面积补偿形式尚未采用。
2 结语
湿地生态补偿长效机制的构建是实现生态文明建设, 统筹社会经济发展同生态环境保护平衡推进中的重要一环, 湿地生态补偿的内容主要包括:湿地生态补偿法制建设;湿地生态补偿理论研究;湿地生态补偿标准确立;湿地生态补偿实践应用4大内容。
湿地生态补偿制度建设应当从湿地生态的涵盖范围出发, 明确湿地补偿的主体、补偿的客体, 使得单一湿地生态补偿方式多元化, 更好的把握资金、政策、实物、智力在湿地生态补偿中的应用, 体现破坏者付费原则、使用者付费原则、受益者付费原则、保护者手补偿原则, 应用科学合理的补偿量化标准, 根据不同的湿地生态补偿条件制定不同的湿地生态补偿标准和湿地生态补偿方式, 才能提高湿地生态补偿可行性, 从根本解决湿地生态补偿主体与生态补偿客体之间的矛盾关系。