生态系统服务在不同空间尺度为人类提供对其生存和发展有支持和满足作用的产品、资源和环境，它源于生态系统的过程和组分，能够为人类直接或间接的利用。生态系统服务价值是衡量生态系统对人类服务能力大小的指标，它体现了生态系统对人类的贡献度以及人类从生态系统中的收益度^[1]。

随着生态学家对生态系统服务功能对人类生存环境作用的认识加强，联合国启动了《千年生态系统评估》，以通过全球范围的生态系统服务功能评估为经济社会决策提供支持。而自 1997 年Costanza等以货币形式对全球生态系统服务功能价值进行评估以来，生态系统的价值评估逐渐成为现代生态学的研究热点之一^[2]。基于对生态系统服务功能、过程和服务的全面理解^[3]，一个国际通用的生态系统服务分类标准体系初步形成^[4]。近 20年来，关于生态系统服务功能的研究主要集中在全球或区域生态系统服务价值评估，流域尺度生态系统价值评估，单个生态系统价值评估，物种和生物多样性保护价值评估四个方面^[5]。近 10年来，生态系统服务价值评估研究的重点开始转向生态系统服务对居民生计和福祉的影响以及人类活动和政策对生态系统服务价值的影响^[6-7]，以流域和区域尺度的研究较多^[8-9]，较少在乡村尺度开展的相关研究多针对某一类型的生态系统服务评估或对人类福利的影响^[10-13]。

目前我国农村地区实行土地集体所有制，经济形式以合作经济为主、多种经济形式、多种经营方式并存，行政村既是农村地区社会经济的基本构成单位，同时也是重要的自然社会经济复合生态系统。然而，当前快速城镇化趋势下，乡村也面临诸如空心化尤其是精英阶层的缺失等挑战。而且，乡村在快速城镇化背景下对于区域发展、生态与粮食安全的重要性更加凸显^[14]。在新型城镇化的政策驱动和大背景下，乡村发展和生态环境面临转型升级的挑战和潜在的巨大变化。而生态系统服务是保障乡村经济可持续发展和环境健康的重要前提和基础^[15-17]，乡村产业活动又是生态系统服务变化的主要驱动力^{[8, 18]}。因此，识别乡村经济发展模式对生态系统服务价值保护和利用的影响，不仅有助于优化产业布局，防止生态破坏，促进可持续性发展，也可为新农村建设规划提供参考。

本文以地处鲁中山区的山东省莱芜市房干村、富家庄村、安子湾村3个村庄为例，依据国际通用分类标准和评价方法，结合乡村特点进行优化调整，选取对乡村经济和环境具有重要支持作用的生态系统服务功能作为评价指标，对各项功能价值分别进行了评估，并结合3个村庄经济发展模式和生态系统服务价值的差异进行了比较分析，探讨了两者之间的联系，以期为乡村可持续发展和产业与环境规划提供生态系统服务角度的技术参考。

1 研究区域概况

本研究以山东省莱芜市房干村、富家庄村、安子湾村为研究对象。3个村地理位置毗邻，地处 117°26′E，36°26′N附近(图 1)。区域气候为典型的暖温带大陆性季风气候，四季分明，雨热同期，年平均气温 12 ℃左右，年降雨量 750 mm左右，无霜期约为 200 d。地形以山地、丘陵为主，为泰山山脉余脉，土壤平均厚度 30 cm。本区的主要树种有刺槐、侧柏、黑松、麻栎、核桃、板栗、山桃、苹果、杏、山楂、黄栌、白蜡、紫穗槐、连翘、构树等。

建国初期，3个村均以种植业为主，经济水平相仿。从20世纪 70 年代开始，政府鼓励植树造林、绿化荒山，3个村开展植树造林，其中房干村效果显著。到 1995 年，随着环境的改善，房干村建立了生态旅游区，着力发展乡村生态旅游及配套餐饮、住宿等服务业；富家庄村积极发展养殖业，貂、柴鸡等养殖企业已初具规模；安子湾村仍以种植业为主，加大种植业投入，除了种植小麦、玉米等传统的粮食作物，也大量种植生姜、大蒜、桃、杏、山楂、苹果、核桃、板栗、花椒等经济作物。3个自然生态环境相似的行政村逐步形成了不同的经济发展模式(表 1)。

2 生态系统服务价值评估方法 2.1 土地利用、产业结构和经济收入调查

于 2012 年 2 月分别对3个村庄村委会和每村 20 个农户进行了调研访问。从村委会 2011 年统计数据调取了各村土地利用类型与面积、产业结构及从业户数、年经济收入及其构成，根据国家土地利用现状分类标准(GB/T 21010—2007)^[19]的分类方法，按照一级用地分类对3个村庄的主要用地类型和面积进行了统计分析。通过居民户调研获取了农户水平获取生态系统服务价值的类别、数量和形式以及主要作物、果品单产和售出价格等数据，用于指标体系的构建和相应类别生态系统服务的核算。

2.2 评价指标选取

本文结合Costanza^[1]、de Groot^[3]和CICIESV43^[20]的分类方法，同时参考国内学者的研究结果^[21]，对照城市生态系统服务价值评估，针对乡村生态系统以农林业的第一产业为主、结构简单、与土地密切等特点和乡村社会经济对生态系统服务的重点需求，选取提供生物质产品、气体调节、气候调节、水源涵养、土壤形成与保护、废弃物处理和养分循环、生物多样性保护、娱乐文化、科研教育等 9 大类 15 种生态系统产品和服务功能作为评价指标(表 2)。

2.3 生态系统服务价值评估方法

各项生态系统服务功能或产品价值的评估方法、计算公式、参数取值和参考文献见表 3。部分方法和公式根据乡村特点微调，参数取值结合参考文献和实地调查、访问获得。

3 结果与分析 3.1 土地利用及产业结构特点

3个村自然条件和地形地貌相似，但用地类型组成有明显差异，经济发展模式各有特点。从土地利用组成来看，房干村总面积大，林地最多，耕地最少。富家庄村和安子湾村总面积小，林地比重和数量均小于房干村，耕地比重和绝对数量均大于房干村。3个村均有 5%—10% 左右的水域用地(图 2)。从村庄主要产业和居民从业户数来看(图 3)，从事种植业的户数在3个村中都占第一位，但安子湾村户数最多，约为 96%，主要种植生姜、玉米、小麦和花生；富家庄村次之，约为 70%，当地的主要作物为玉米、小麦和土豆；房干村最低，约为 57%，居民主要种植生姜和玉米。房干村从事旅游业的户数占 25%，从事以山林景观为特色的生态旅游和农业观光旅游。富家庄村从事养殖业的户数占 20%，主要养殖獭兔、鸭、水貂等。

3.2 生态系统服务功能价值评估

依据生态系统服务分类指标构成及评估方法，对 9 大类 15 个生态系统服务产品和功能指标进行了量化评估，各村分项评估结果和价值总量如表 3。

从生态系统服务价值总量上分析，房干村生态系统服务价值量最大，为 10382.1 万元/a，超过 1 亿元。其次是富家庄村 1203.1 万元/a，最少的为安子湾村 1191.9 万元/a，略少于富家庄村。各村生态系统服务市场价值和非市场价值比例近似(图 4a)，大约各占 50%。单位面积生态系统服务价值(图 4b)房干村最高，为8.8万元 hm^-2 a^-1；富家庄村次之，为 5.9 万元 hm^-2 a^-1；安子湾村最低，为 3.7 万元 hm^-2 a^-1。

然而，各村生态系统服务市场价值的构成差别较大(表 4)，房干村年生态旅游价值为 5000 万元，约为木材蓄积和生物质产品价值总和的10 倍，而富家庄村和安子湾村均以生物质产品价值一项为主，占市场价值的 95%。在非市场的环境服务价值中，房干村因为有山东大学生态学科研基地，科研价值约为 20 万元/a，而其他两村此项价值为零，房干村的水源涵养、气体调节、气候调节和土壤形成与保持价值约为其他两村同类价值的 5—10 倍或以上。

3.3 经济收入和居民从生态系统服务中获得的福利

为了增强各村庄之间指标的可比性，统计核算了各村人均经济收入和从生态系统服务中获得的福利。结果表明(图 5)：房干村人均总收入为 9.3 万元/a，其中旅游业收入约占 95%，种植业收入约占 4%；富家庄人均总收入为 0.5 万元/a，其中养殖业收入占 73%，种植业收入占 23%；安子湾人均总收入 0.6 万元/a，98%来自种植业。人均从生态系统服务中获得福利方面(图 5)，房干村、富家庄村和安子湾村的人均生态系统服务福利分别为 17.9 万元/a、1.2 万元/a、1.4 万元/a，其中直接市场价值和间接环境服务价值的比重大致相当。

以山水景观为特色的生态旅游业在房干村人均经济收入和居民从生态系统服务获得的福利中起到了关键作用，分别占人均市场化生态系统服务价值和人均经济收入的 92%、95%。可见，产业结构优化不仅可以减轻对生态系统的压力，提升生态系统服务价值，而且可以提高对生态系统服务价值的利用效率和转化效率。通过将间接的非市场化的文化服务转化为直接的市场化的生态旅游产品，大大提高了区域经济发展水平和居民收入，改善了居民福利，促进了可持续发展。富家庄村和安子湾村人均从生态系统服务中获得的福利均超过其人均经济收入，而且非市场的环境服务收益略高于市场的生物质产品收益，说明这两个村也有一定的生态系统服务价值涵养能力，有一定的可持续发展潜力。

4 讨论 4.1 经济发展模式与生态系统服务价值、土地利用的关系

研究结果表明，房干村生态系统服务总价值为富家庄和安子湾的8倍多，这一方面与房干村土地总面积较大有关，但房干村单位面积土地生态系统服务价值也高于其他两个村庄，分别为富家庄和安子湾的 1.5 倍和 2.4 倍，这与房干村以生态旅游为主要经济发展模式，以生态保护和生态建设为主要生产活动方式有直接关系。在本研究中经济发展模式对生态系统服务价值的影响表现在两个方面，一是乡村居民通过产业结构调整提高生态系统服务价值的市场化利用效率，借助外来消费者的驱动将非市场化的环境调节服务价值转化为生态旅游商品，从而提高生态系统服务的总价值。房干村仅生态旅游一项生态系统服务价值即为 5000 万元/a，而富家庄和安子湾虽然也有森林、水域、农田、园地提供的环境调节服务价值，却因为没有产业支撑，无法将其转化为市场价值进入产业收入，为村庄经济发展做出直接贡献。因此，乡村居民通过优化经济发展模式，提高对生态系统服务的利用效率、市场化能力和管理能力，是实现乡村经济与环境协调持续发展的重要环节^{[12, 32-34]}；二是乡村居民通过优化经济发展模式，影响土地利用的类型和强度，以土地利用为中介影响生态系统服务价值的涵养量。房干村土地利用中，生态系统服务价值涵养量高的林地比例较大，约为 85%，而富家庄和安子湾的林地比例分别为 33%、52%。同时，房干村土地利用强度较大的耕地和园地比例和绝对数量均低于富家庄和安子湾，因此，即使扣除市场化生态服务价值，房干村单位面积非市场化生态系统服务价值仍然高于富家庄和安子湾。可见，乡村尺度上生态系统服务价值对土地利用改变的响应非常敏感，与区域尺度上生态系统服务价值对土地利用的响应具有相似的趋势^{[8, 35-36]}。因此，通过优化经济发展模式，增加生态系统服务价值涵养量高的土地利用类型的面积，减轻土地利用的强度，也是提高乡村生态系统服务价值，促进环境经济协调发展的重要途径。

4.2 乡村尺度生态系统服务价值评估的问题

生态系统服务具有强烈的空间尺度特征，这也是限制不同尺度间研究结果转换和应用的难题之一^[37]。乡村特别是行政村作为一个小尺度复合生态系统，其生态系统服务价值类型多样，内部和外部影响因素复杂^[38]，通过本研究，发现在乡村生态系统服务价值评估中有几个尺度相关的问题需要特别考虑。一是评价指标的筛选，二是评估模型中相关参数和经验值的确定，三是评价方法的校正。由于不同空间尺度上的生态系统服务功能对不同行政尺度上的利益相关方具有不同的重要性^[39]，在本研究的指标选取中，既顾及了区域和全球尺度的生态系统服务功能类型，如气体调节、水源涵养、废弃物处理与养分循环，也突出了对乡村及周边区域环境经济具有重要支持功能的提供生物质产品、生态旅游、小气候调节、土壤形成与保护等。特别是小气候调节，在大尺度评估中很少提及，而对本地居民福祉又非常重要，因此，用小气候调节指标取代了大中尺度评估中的气候调节指标。对于评估模型中相关参数和经验值的取值，大尺度评估多采用遥感成果或者典型生态系统的经验值^{[1, 40]}，而在乡村尺度上生态系统服务价值受影响因素多，空间差异大，我们采用了走访、实测与同区域类似生态系统经验值取代结合的方法。如对农田、园地的生物质产品类型、产量、价格采用了对各村农户走访获取的平均值；对森林林木蓄积量和年增长率以昆嵛山同类森林类型统计值替代。尽管如此，由于乡村尺度的空间复杂性，准确评估生态系统服务的方法仍然需要完善。大中尺度上生态系统服务价值评估的模型和方法已经比较完善，而具有小尺度特征的生态系统服务的评价方法还需要探索。本研究借鉴大中尺度气候调节服务价值评估模型，提出了乡村尺度小气候调节服务的评估方法，并进行了尝试性评估。小尺度生态系统服务价值研究是有意义的，尤其是对于基层(如县、乡镇、村)的相关决策。但是针对不同类型生态系统，其研究的最小单元(或生态服务功能的最小单位)应该如何确定，最小单元与行政单元(如行政村、乡镇、县)之间的管理如何协调？在适宜的尺度上，生态系统服务价值如何可持续地转化为市场价值，也是待研究的重要领域。

4.3 本研究的意义与应用

本研究以鲁中山区3个生态环境条件相似、经济发展模式迥异的3个乡村为例，证实了乡村经济发展模式可以通过优化产业结构提高生态系统服务的市场化水平和影响土地利用组成和强度，提高生态系统服务价值及其对乡村经济的贡献，促进乡村经济与环境持续协调发展。同时，根据乡村尺度生态系统的结构特征和空间属性，对乡村生态系统服务价值评估指标和方法进行了探索。本研究提供了小尺度上生态系统服务价值受经济发展模式和土地利用改变影响的例证和方法参考，对快速城市化背景下构建基于生态系统服务的乡村可持续发展规划，促进生态系统服务价值保育和提升，防止新的生态破坏，实现乡村经济和环境协调发展具有指导和借鉴价值。建议未来研究中继续优化完善小尺度生态系统服务价值评估方法，为城乡一体化进程中和新农村建设中，基于生态系统服务的生态系统管理决策提供可靠支持。