生物資源評價計算方法

1. 生態環境影響評價基本方法

(一)生態環境監測網站體系

生態環境監測網站建設是生態環境評價工作的基礎，基本方法為建設生態環境監測網站，建立相關資料庫，為生態環境影響評價提供數據基礎。

監測網站的布設應符合「控制中心—監測站」的構建模式。監測站和監測點的布設遠離控制中心，負責完成信息的採集和響應控制中心發出的控制命令，及時有效地反饋系統運行的狀態。圖6－1為生態環境監測網站體系示意圖。

生態環境監測站包括地下水式地源熱泵、地埋管式地源熱泵和地表水式地源熱泵生態環境監測站。本書重點介紹地下水式地源熱泵和地埋管式地源熱泵生態環境監測站建設方法。地源熱泵系統監測站應根據地層結構、當地水文地質特徵安置溫度感測器、流量計、液位感測器等，長期監測地源熱泵系統運行時項目所在地及其周邊地溫場、地下水水質、水位動態等的變化情況，對傳回來的數據進行分析處理，評價各個因素的變化情況。

圖6－1 生態環境監測網站體系示意圖

監測站點的選擇應根據區域地質、水文地質條件具有代表性，結合在施熱泵項目的實際情況具有可操作性，並考慮行政區劃統一管理以及參考淺層地溫能資源適宜性分區特點。典型熱泵系統監測點常採用在系統進水、回水總管以及鑽孔內安置溫度感測器兩種方式，監測評價系統所在區域地溫場的變化情況。

信息控制中心是整個系統運作的核心，負責收集各監測站、監測點上傳的監測信息。監測站、監測點數據通過GPRS或SMS方式傳輸到終端處理中心，實時動態監測各個監測站和監測點的數據變化規律。

(二)地下水式換熱方式生態環境影響評價方法

地下水式換熱方式生態環境影響評價目的是監測評價整個熱泵系統的換熱功效，計量評價系統運行能效，監測評價地下水換熱系統在運行時對區域地溫場影響情況。由於抽水井抽取的是原始地下水，溫度變化較小，所以重點監測評價回灌井周圍溫度場的變化情況、回灌井停運後溫度的恢復情況、抽水井與回灌井相互影響情況，長期對回灌水水質進行監測，評價水質變化情況。

建立一個理想的監測站，需要全面地考慮各種因素對監測對象的影響。所以，監測的范圍要固定，監測點的數量要適量，監測元件的測試精度要適當。一個理想的地下水式地源熱泵系統監測站主要開展以下五項監測評價工作:

(1)在水源井總管上安裝流量計。在進/出水總管上分別安裝溫度感測器，長期記錄監測數據，用於計算分析地下水地源熱泵系統水源的排、取熱量情況。

(2)對地源熱泵系統的主要設備要安裝用電計量裝置，評價熱泵系統的能效情況。

(3)在回灌井及抽水井中不同深度安裝溫度感測器，監測評價系統運行過程中溫度變化情況。

(4)在抽水井與回灌井之間布置監測點―溫度感測器，監測評價它們相互間影響情況。根據不同的地層情況，監測點要布置在地層的主要含水層中，監測點的間距為10m。

(5)在回灌井的周圍按一定間距向四周延展布置監測點―溫度感測器，可以根據與井孔的距離遠近決定感測器布設的疏密，在至少兩個方向的測線上監測評價地下水回灌溫度對區域地溫場的影響。觀測點要布置在地層的主要含水層中，監測點的間距為5～10m。

按照以上布置方式，同時考慮到不同深度的水井，監測點的數量為20～50個。考慮到地下水徑流的四個方向，監測點的平面布置如圖6－2所示。

圖6－2 地下水式地源熱泵系統監測站測點布置平面示意圖

由於監測站是用於監測地下水地源熱泵系統的運行情況及系統連續運行後地下溫度場變化的，所以，建立監測站的前提是有長期穩定運行的地下水地源熱泵系統。顯然只能依託已建或待建熱泵項目建立監測站，而且需要地下水地源熱泵系統的抽水井和回灌井周圍都有足夠的區域可布置一定的監測點。但是，多數新建或待建的水源熱泵系統項目只能在有限的空間，比如某一個方向上布設觀測點(孔)，建立簡易的熱泵系統監測站。

(三)地埋管式換熱方式生態環境影響評價方法

地埋管式換熱方式生態環境影響評價是在換熱孔周圍的土壤中布置測溫元件來採集其溫度場，監測評價土壤溫度受土壤換熱器、地下水流動等多種因素影響的變化規律，為土壤換熱器的設計及地源熱泵系統的進一步研究提供實驗數據。特別是在大型的綜合系統中，通過對地溫場的監測評價，隨時掌握地下地溫場的變化，分析冬/夏季取熱量與排熱量是否平衡的問題，以合理調節各種設備的運行，使系統真正做到安全、可靠、低能耗運行。

建立地埋管熱泵系統監測站，同樣需要全面考慮各種因素對監測對象的影響。所以監測的范圍要全面，監測點的數量要多，監測元件的測試精度要適當。我們以豎直埋管群監測站為例，介紹地埋管式換熱方式生態環境影響評價方法。一個理想的地埋管熱泵系統監測站主要開展以下七項監測評價工作:

(1)監測評價土壤換熱器對周圍岩土體溫度的影響情況，包括垂直方向以及水平方向。水平方向的研究集中在分析單孔換熱器的影響半徑與土層內的含水飽和度的關系;垂直方向的觀測擬在分析不同岩土層、不同深度對換熱效率的影響。

(2)監測評價埋置的換熱孔群對周圍岩土層全年溫度的影響情況，同樣包括垂直方向以及水平方向。

(3)監測評價地下水流動對土壤換熱器換熱性能的影響，包括地下水對單孔換熱器以及孔群的影響。

(4)通過長期對地埋管熱泵系統運行的數據採集與分析，監測評價地下水流動對土壤換熱器周圍岩土層夏季蓄熱、冬季蓄冷的影響。

(5)在熱泵機組進水口及出水口安裝溫度及流量裝置，連續記錄熱量數據，用於計算分析地埋管熱泵系統的換熱功效。針對熱泵機組安裝用電計量裝置，監測評價熱泵系統能效比。

(6)監測評價岩土體恆溫層的深度。

(7)監測評價岩土體凍土層深度。

以上第(6)、第(7)項觀測應在換熱區域以外布設。

如圖6－3所示，需要監測的位置大致可以分為圖中顯示的中心區、邊緣區(含拐角區)兩種區域。這些區里除了換熱孔本身兼作觀測孔外，還有內部孔間、邊緣孔間和外側三類觀測孔。作為孔群內部和邊緣上的觀測孔，建議放在相鄰的兩孔中間，或對角線的中點上。因為這里是受埋管溫度影響最小的地方，或是受兩個孔共同影響的位置。它的溫度變化可以反映單孔熱影響半徑相交的情況和管內外實際換熱溫差的情況。在換熱孔中埋放溫度感測器，受埋管內水溫影響最大，雖埋放容易但監測意義不大。

圖6－3中A₁～A₂為孔群的中心區的孔間觀測孔，可以代表熱量最不易散發的區域。分別沿深度30～60m(孔深120m的中上部)范圍內的兩孔之間(中點上)布置觀測點―溫度感測器，以研究孔群中部不同深度土壤受地源熱泵系統運行的影響。

B₁～B₄分別為在孔群邊緣區和拐角區鄰孔之間布設的觀測孔，可在中等深度范圍布置觀測點，這里代表熱量較容易散出的地方，以研究埋管群邊緣上的地溫場受系統長期運行的影響(圖6－4)。

C₁～C₂分別為在距孔群外側一個孔距處布置的觀測孔，代表受換熱影響較微弱的地方，用來研究在地源熱泵系統運行過程中外圍土壤溫度的變化情況。另外可在C₁，C₂孔內分別沿深度0.5m，1.0m，1.5m和2.0m處布置溫度測點，以監測岩土體凍土層深度及變化;也可在C₂孔內5m，10m，15m，20m，25m處布置溫度測點，進行全年的定期(至少每月一次)觀測，以了解當地變溫帶的演化過程。

大型地埋管系統的孔群形狀可能較為復雜或有很多片，但每片都不外乎中心和邊緣這兩種區域。對於邊緣區除了線狀的和外角的，可能還有內角形的，沒必要都設觀測孔，只要抓住每片孔群中受熱影響最強和最弱的兩個區就行了。除了專門的科研，一般沒必要在距埋管群邊緣更遠的地方布設地溫觀測孔，因為這種季節性應用的熱影響半徑一般不會超過6m。

圖6－3 豎直埋管換熱系統監測點平面布置示意圖

圖6－4 兩孔之間不同深度溫度的監測示意圖

(四)淺層地溫的可恢復性與淺層地溫場變化趨勢評價

1.從地溫的可恢復性評價資源可持續利用的程度

通過長期、大范圍的系統監測，可從地溫的可恢復性來評價資源的可持續利用程度。一個連續數年正常運行的地源熱泵系統，如果提取和分析它的運行數據，它本身就成為處於生產階段的群孔熱響應實驗;如果能得到運行期間的溫度影響半徑，就可以作為資源評價的繼續和換熱能力的核實。目前這種資料很少，因為大多數熱泵系統沒有運行記錄，或沒有安裝計量儀表，使得這項工作無法進行。這在地下水資源評價中叫開采試驗法，它可以是單井或多井長時間的有水位影響觀測的抽水試驗，是最可靠的資源評價方法之一。

經過連續多個運行季的監測，可以從運行記錄中求出該地區淺層岩土單位體積可提供的熱量。如果某系統在已知換熱強度和總換熱量情況下，地溫在運行季之前可以與往年同期相同，特別是和運行初年相比變化不大，說明其實際開采量適當。如果有持續變化，說明某個季節的開采量偏大，超出了地層單位體積的承受(恢復)能力，需要調整開采強度或總換熱量。用這種以實際運行為基礎的計算量可以進一步評價資源能力，指導本地區其他類似工程的設計工作。這就是通過地源熱泵系統長期運行監測得到的淺層地溫能可持續利用量。只有在這個開采強度限度內開發利用，地溫資源才是可再生的。

2.從地溫場的變化評價對地質環境的影響程度

通過長期、大范圍的系統監測，可監測評價地溫場變化對換熱區土壤和地下水中微生物的影響，開展地下水位變化對地面沉降、岩溶塌陷和地裂縫等地質環境影響的評價，評價開發淺層地溫能的過程中對地下空間利用的影響，評價循環介質泄漏對地下水質的影響及回水對水環境的影響。

2. 生物多樣性的計算方法是

生物多樣性測定主要有三個空間尺度：α多樣性，β多樣性，γ多樣性。α多樣性主要關注局域均勻生境下的物種數目，因此也被稱為生境內的多樣性（within-habitatdiversity）。β多樣性指沿環境梯度不同生境群落之間物種組成的的相異性或物種沿環境梯度的更替速率也被稱為生境間的多樣性（between-habitatdiversity），控制β多樣性的主要生態因子有土壤、地貌及干擾等。γ多樣性描述區域或大陸尺度的多樣性，是指區域或大陸尺度的物種數量，也被稱為區域多樣性（regionaldiversity）。控制γ多樣性的生態過程主要為水熱動態，氣候和物種形成及演化的歷史。

3. 生物有效性的評價方法

1.生物監測

評價生物有效性的最直接方法是採用生物富集實驗或毒性測試。生物富集作用受生物體代謝過程、食物構成、生物體型和毒性脅迫等因素的影響。雖然利用脂肪歸一化可在一定程度上減小這些影響,但無法消除污染物在生物體內分布的特異性和不同物種的吸收特異性。用靶位點濃度 (即能與靶位點相互作用並最終產生毒理學響應的污染物量)來評價生物有效性,能排除由毒代動力學所導致的影響,但靶位點濃度通常很難測定。通常,對於非特異性作用基本毒物 (Nonspecific Acting Baseline Toxicants,即能在各種生物體內產生毒理學效應的污染物)可以用臨界機體殘留濃度 (Critical Body Resies,CBRs)作為靶作用位點濃度的最近似估計。

CBRs法測定的是以致死或半數致死效應為評價終點時生物體靶標內的目標化學物濃度,因而能將有機化合物的毒性和生物富集作用結合在一起。在效應評價方法中,死亡率對於反映野外暴露中污染物生物有效性存在一定局限性。事實上,土壤、沉積物和天然水體中的污染物濃度通常在痕量或超痕量級,因而很少能對微生物或大型生物,尤其是脊椎動物,引發致死風險。此外,生物活體暴露實驗周期長,成本高,而且重復性差,樣品處理步驟繁瑣,給利用死亡率評價生物有效性的應用帶來了許多限制。除了活體生物標志物之外,離體生物標志物方法也得到了越來越廣泛的應用。離體測試方法相對於生物活體測試方法成本較低,可進行大量樣品的測定,還能為深入了解復雜混合物的總體效應和毒性作用機理提供幫助。

利用生物標志物 (如暴露標志物)方法比較有效,為環境中污染物的生物有效性提供更准確的估計。如對虹鱒幼魚利用加標沉積物進行暴露的活體實驗中,探究了接觸時間對魚肝CYP1A活性誘導程度的降低,以此評價PAHs的生物有效性。使用小鼠尿液中的代謝水平和肺中化合物DNA 加合物水平作為生物標志物,評價了攝食土壤PAHs的系統生物有效性。

2.化學模型方法

為了從污染物總濃度中獲得可被生物利用的部分,研究者結合了污染物的物理化學性質和生態系統的參數,將模型計算方法應用於生物有效性的評價中。利用有機污染物的平衡分配理論 (有機碳歸一化平衡常數,K_oc )可以模擬得到土壤和沉積物中有機污染物進入生物體的潛勢。K_oc和生物濃縮因子 (BCF)之間存在正相關關系,其數值可以通過實驗室或野外試驗測定,也常常通過辛醇-水分配系數 (K_ow )估測得到。該方法已被用於從土壤或沉積物總濃度中估測生物體殘留濃度或從間隙水濃度測定生物體動態濃度。

目前,已經有多種模型可以應用於預測生物效應和毒性終點,如 QSAR (Quantitative Structure Active Relationship)模型、QSPR (Quantitative Structure Property Relationship )模型和MMM (Multimedia Mathematical Model)模型。QSAR 模型可以將有機化合物的結構特徵和測量所得的理化性質與生物評價終點如 BCF 及毒性聯系起來。QSPR模型是在 QSAR模型基礎之上發展的一個子模型,它根據有機化合物的結構來預測其理化性質、分配行為、歸趨和在生物體內的富集趨勢,可以用於校驗化合物實測理化參數值中的錯誤,提高了 QSAR 模型中所用數據的質量,還有一些 QSPR 模型可用於估算生物在受化合物暴露時的可能途徑。MMM模型則提供了一種整體研究手段,能夠用於同時估測污染物在多個環境介質中的遷移、分布、歸趨、生物濃縮和生物富集過程。

3.化學分析方法

用化學分析方法來評價有機污染物的生物有效性方法較多,如 Hatzinger 和 Alexander提出用溫和的有機溶劑作為萃取劑來反映土壤中生物對有機污染物的生物有效性;Hawthorne用超臨界流體萃取和加速溶劑提取儀作為工具來評價污染土壤中多環芳烴的生物有效性。在化學評價手段的發展中,一個重要的發現是污染物的自由溶解態濃度是生物有效性的主要部分。通過比較劑量效應關系,已經證明了自由溶解態濃度對於生物測試准確程度的重要性。同時還發現,污染物的自由溶解態濃度與以名義濃度表述的毒性終點濃度具有很好的一致性。因此,近年來,發展了多種采樣技術用於選擇性地測定自由溶解態化合物。相比於主動式采樣技術,被動式采樣技術的富集原理更接近污染物在生物有機體內的富集方式。被動式采樣裝置對污染物的獲取或濃縮過程完全基於化合物從化學勢或逸度高處 (即外界環境基質)向化學勢或逸度低處 (即采樣介質或吸附劑)的自動擴散。但應用被動式采樣裝置中目標化合物濃度來推斷外界暴露介質中的濃度需要滿足 3 個條件:①污染物在采樣器中的濃度與其在周圍暴露介質中的濃度成比例,而且化合物進入采樣器中的交換速率與擴散常數應與其外界濃度無關;②必須要具有能滿足現場監測所需的參數校準數據 (即采樣速率常數和分配速率常數);③不破壞化合物在各相中的原有平衡,一般要求所提取的目標化合物的量小於該化合物在體系中總量的 10%。

目前,應用較廣泛的被動式采樣裝置包括三油酸甘油酯半滲透膜被動式采樣器(SPMD)、固相微萃取技術 (SPME)以及液相微萃取技術 (LPME )。SPME 作為一種平衡采樣器,被廣泛用於模擬水體和土壤環境中的無脊椎動物的富集行為,並以此預測環境介質中有機污染物的生物有效性。通過 SPME 能測定化學物質在孔隙水中真實的自由溶解態濃度和內暴露濃度。而LPME 結合了液液萃取和 SPME 的優點,可以靈活地選擇萃取溶劑從而實現對極性有機污染物的萃取。

另一種新型被動式采樣裝置為三油酸甘油酯-醋酸纖維素復合膜 (TECAM ),采樣原理則與SPMD 類似,即目標分析物從周圍環境介質中通過擴散滲透作用透過外層膜,累積在脂相中直至達到分配平衡。但TECAM 的構造與 SPMD不同,三油酸甘油酯以脂滴的形式嵌於醋酸纖維素聚合物構造中,並與之緊密結合。這種鑲嵌結構與 SPMD 的簡單層疊結構相比,彼此結合更緊密,接觸面積更大。TECAM的制備過程簡單,而且提取目標化合物的前處理過程也比較簡單,一般不需凈化步驟,因此,有很好的應用前景。被動式采樣技術與預測污染物富集勢和基線毒性的傳統方法相比,具有很多優點。

關於污染物對生物內在毒性或生物體內濃度的數據,仍然很難對復合污染物的生物有效性和它們之間的協同或拮抗關系有一個准確的認識。由於這一原因,為了確定毒性終點和自由溶解態濃度間的關系,生物測試數據就必不可少。雖然化學方法不能完全替代生物方法,但由於化學方法操作簡單,結果重現性好,最重要的是比較容易進行標准化,便於建立相應嚴格的標准化實驗方法和提出科學評價體系,使各個實驗室得到的結果之間可以進行相互比較,而這正是環境中污染物生物有效性研究所急需解決的問題,所以用化學方法來模擬生物富集進行污染物生物有效性評價的研究具有廣闊的發展潛力。表8-9 列出了不同研究機構對人體攝入的POPs的危害等級以及可能產生危害的攝入量限制標准。

表8-9 特定 POPs 的風險與健康評價

注:ADI 每天可攝入量;JMPR殺蟲劑殘留聯合會議;WHO 世界衛生組織;IARC 國際癌症研究機構。

4. 生態可持續發展定量評價方法概述

可持續發展的定量評價方法研究是當前可持續發展研究的前沿和熱點。20世紀90年代以來，國際上提出了一些直觀的且較易操作的可持續發展指標體系及其定量評價和計算的方法及模式，如世界銀行的「國家財富」指標體系、Daly和Cobb（1989）年提出的「可持續經濟福利指數」（ISEW）、Cobb等（1995）提出的「真實發展指標」（GPI）、Prescott-Allen（1995）提出的「可持續性的晴雨表」（BarometerofSustainability）模型（Hardi,1999）。這些新的指標體系及其定量計算方法和模型已在一些國家和地區的可持續發展評價中得到了應用。至今已有很多研究結果表明，發展的可持續性主要取決於自然資產（Costanza,1992）。但是由於很難定量測量生態目標，這方面的研究進展一直較緩慢。

區域的可持續發展必須以生態環境的可持續發展作為前提和保障。生態環境不僅是區域社會經濟活動的承載空間，而且為區域發展提供自然物質基礎和廢棄物吸納空間，因而成為區域發展的決定性因素。要實現區域的可持續發展，就必須綜合考慮區域資源的再生與替代能力、生命支持系統的循環與凈化能力和生物多樣性的保護（李利鋒，2002）。近年來發展迅速的生態足跡（Ecological Footprint）模型不僅能夠滿足上述要求，並且計算結果直觀明了，具有區域可比性，因此很快得到了有關國際機構、政府部門和研究機構的認可，成為國際可持續發展度量中的一個重要方法。已知人口（某一個人、一個城市或一個國家）的生態足跡是生產這些人口所消費的所有資源和吸納這些人口所產生的所有廢棄物所需要的生物生產土地的總面積和水資源量。人類社會要取得發展的可持續性，要維護生態系統的安全，就必須維持自己的自然資產存量，必須生存於生態系統的承載力范圍之內。生態系統所提供的生態足跡即生態承載力是生態安全的「底線」。

國際上關於生態足跡的研究可以追溯到20世紀70年代，Om E P討論了在能量意義上被一個城市所要求的額外的「影子面積（shadow areas）」（Om,1975）,Jasson A M等分析了波羅的海哥特蘭島海岸漁業所要求的海洋生態系統面積（Jasson,1978）。在此基礎之上，加拿大生態經濟學家R ees W E於1992年提出生態足跡概念（Rees,1992），之後在W ackernagel M的協助下將其完善和發展為生態足跡模型（Rees,1996）。生態足跡的概念1998年被引入國內，區域生態足跡研究的實踐成果最早見於2000年，集中在對我國西部和地區級尺度的研究（張志強，2001；陳中景，2001）。目前對生態足跡的實例研究已較多，但對小尺度的全面研究尚不多見。

（一）生態足跡的計算方法

生態足跡的計量是以生態生產性土地為基礎，將生態資源的消費折算成具有一定生產能力的生態生產性土地。生態足跡計算的數學模型如下（楊開忠，2002）：

岩溶峰叢窪地生態重建

其中，EF為總生態足跡；EP_i為生態生產力（全球平均）；C_i為資源消費量；P_i為資源生產量，E 為資源出口量；Ⅰ為i資源進口量；i為生態生產性土地類，分為六大類，分別是：化石能源地、可耕地、牧草地、森林、建設用地、水域；EQ_i為等量化因子，一般採用：化石能源地1.1，可耕地2.8，牧草地0.5，森林1.1，建設用地2.8，水域0.2。森林的等量化因子1.1，即表示森林生態系統生物生產量為全球生態系統平均生物生產量的1.1倍，總生態足跡除以區域總人口，為人均生態足跡。

與生態足跡相對應的是生態承載力（ecology capacity），或稱生態足跡供給，指的是自然生態系統能夠提供給人類的生態生產性土地總和，計算方法是將區域內各類生態生產性土地面積乘以等量化因子及產量調整系數後，求和得到總生態承載力或生態足跡供給，除以總人口數，即為人均生態承載力或人均生態供給。公式如下（楊開忠，2002）：

岩溶峰叢窪地生態重建

其中，EC代表人均生態承載力，A_i代表不同土地類型的生態生產性土地面積，EQ_i等量化因子，含義同（1）式中EQ;_iY_i為不同類型生態生產性土地產量調整系數，用區域單位面積生物生產力與全球平均生物生產力比值表示，Y_i> 1表示區域單位面積生物生產力大於全球平均生物生產力，反之亦然。N 代表區域人口總量。

（二）基於生態足跡的可持續發展能力度量結果

應用生態足跡理論及其計算模型，對比分析示範區縣域生態系統所提供的生態足跡（Supplying Ecological Footprint）和示範區縣域內人口對生態足跡的需求（D em anding Ecological Footprint），定量測度示範區縣域生態系統可持續發展能力，闡明縣域自然生態系統的壓力是否處於本地區所提供的生態承載力范圍內，判斷區域生態系統是否安全。

從表67可見，1990～2002年，隨著經濟的發展和人民生活水平的不斷提高，示範區縣域生態足跡的需求呈不斷增加的趨勢，人均生態足跡從1990年的0.7506hm²，增加至1995年的0.9523hm²,2000年的1.2547hm²和2002年1.3194hm²,12年期間生態足跡凈增加了0.5688hm²，增幅達75.78%；示範區縣域生態承載力從1990的0.2546hm²增至2002年的0.3473hm²，凈增加0.0927hm²，增幅為36.41%，縣域生態承載力的增加主要來源於森林（果園）面積的增加（表68）。

從生態赤字圖32可見，示範區縣域人均生態赤字呈逐年增加趨勢。12年來，人均生態赤字從0.496hm²增至0.9721hm²，縣域生物生產土地面積的需求量已經嚴重超過區域生態系統的承載能力，區域生態系統處於不可持續的發展狀態，而且可持續發展面臨的困難逐年增加。

表67 平果果化示範區1990年、1995年、2000年和2002年的生態足跡

表68 平果果化示範區1990年、1995年、2000年和2002年的生態承載力

圖32 平果果化示範區1990年、1995年、2000年和2002年生態赤字圖

要減緩區域生態赤字問題，除通過實行計劃生育控制人口增長外，還應當從自然資源利用的角度考慮：

（1）適度開發土地資源。適度開發可耕地資源和宜林宜牧的荒地，考慮到示範區縣域自然資源狀況，這部分潛在可利用資源的面積已很小，因此，對解決生態赤字問題的作用非常有限。

（2）提高土地產出效率，發展高效的生態農業。平果縣處於高溫多雨的南亞熱帶季風氣候區，光照充足，雨量充沛，一年四季均宜耕作，提高土地產出效率潛力巨大。通過改善農業生產條件和推廣先進農業技術，發展高效生態農業，逐步建設人工草場改造中低產園、林地，提高各種生物土地產出效率，這些對減少縣域生態系統的生態赤字作用將是非常巨大的。

5. 評價生物利用度和生物等效性的方法有哪些

生物利用度（bioavailability，F）是指葯物經血管外途徑給葯後吸收進入全身血液循環的相對量。 F=（A/D）X100%。 A為體內葯物總量，D為用葯劑量 由血漿濃度-時間數據來評定生物利用度通常涉及三個參數：最大（峰）血漿葯物濃度，達到最大血漿葯物濃度的時間（達峰時間）和血漿濃度-時間曲線下面積。血漿葯物濃度隨著吸收分量的增加而提高；在葯物消除率與吸收率相等時就達到血濃度高峰。

6. 海洋生物資源受損量如何計算其中影響面積是怎麼得來的

如果是珊瑚或海草，珊瑚的有reef check之類的標准，需要受訓過的人，可以自由參加
海草則通常也是做line transect樣線法 或belt transect

非常大面積的話，可以用衛星觀察，飛機觀察，通常用chlorophyll a 計算生物
也可以用鐳射LIDAR survey,
或 Broad scale acoustic survey, 知道受損面積，但通常是用在觀察如何減少破壞（海邊、海上工程）

7. 地表生態系統生態環境效益評估方法

6.2.1 地表生態系統總效益評估方法

6.2.1.1 地表生態系統總生態環境效益評估程序

根據前面的研究，地表生態系統總生態環境效益評估程序可用圖6.1表示：

圖6.1 生態系統服務價值評估程序

Fig.6.1 Ecosystem service value evaluation proceres

6.2.1.2 地表生態系統總效益分類與分析

本研究主要針對河南受水區的水土保持林生態系統、城市綠地生態系統和濕地生態系統進行生態環境影響效益評估。其中，水土保持林生態系統的生態環境效益主要包括土壤保持、固碳釋氧、凈化大氣環境等；城市綠地生態系統的生態環境效益主要包括土壤保持、固碳釋氧、凈化大氣環境、水源涵養、調節小氣候和殺菌等方面；濕地生態系統的生態環境效益主要包括水資源調節、水質凈化、大氣調節等方面。

6.2.1.3 地表生態系統生態環境總效益評估方法

根據已有研究，提出南水北調中線一期工程對受水區帶來的生態環境效益及其價值計算公式。本研究區生態環境影響效益總價值可用式（6.1）表示：

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B為區域生態環境影響效益總價值；B_ij代表第i類典型生態系統第j項生態環境效益價值；D_ij代表第i類典型生態系統第j項生態環境效益的單位價值；A_i代表第i類典型生態系統的面積；C_ij為單位面積第i類典型生態系統每年產生的第j種生態環境效益的能力；S_ij為在利用市場價值法或非市場價值法等計算第i類典型生態系統產生的第j種生態環境效益時，採用的替代價格或成本。式（6.1）是總體思路，具體到每種生態系統服務價值的計算時，因生態系統服務本身的特點，本書選取了多種具體計算方法。

地表生態系統主要針對受水區的水土保持林生態系統、城市綠地生態系統和濕地生態系統進行生態環境影響效益評估。將水土保持林生態系統、城市綠地生態系統和濕地生態系統生態環境效益分別表示為B₁、B₂、B₃，則有如下公式：

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

總的來說，生態環境效益物質量的評估方法比較一致，物質量評價方法在後面具體介紹；生態環境效益價值量的評估方法比較靈活，且結果具有可加、可比性。受水區生態環境效益的貨幣價值一律通過物價指數換算摺合為按 2005年價格標准價計算的價值。「5.1.6」中，對生態系統服務價值評估的方法作了介紹，本書根據這些方法的適用性結合研究區內生態系統特點，提出了對應的價值量評價方法。價值量評價方法主要運用了影子價格法、影子工程法、機會成本法和費用分析法，具體的價值量評價方法如下：

（1）影子價格法

如「5.1.6」所述，經濟學家利用替代市場技術，先尋找「環境商品」的替代市場，再以市場上與其相同的產品價格來估算該「環境商品」的價值，這種相同產品的價格被稱為「環境商品」的「影子價格」。影子價格法的數學表達式為：

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：V為生態系統某項服務的價值；Q為該項服務的量；SP為該項服務的影子價格。

例如，評價水土保持林提供氧氣的經濟價值時，先計算出水土保持林每年提供氧氣的總量並假設這些氧氣可用於市場交換，再以氧氣的市場價格作為「影子價格」，計算出水土保持林提供氧氣的經濟價值。碳稅法是將生態系統每年固定CO₂的量乘以碳稅的影子價格，從而得出生態系統固定CO₂價值的一種方法，也屬於影子價格法。另外，本研究在計算凈化空氣效益時也採用本方法進行評估。

（2）機會成本法

機會成本指的是在其他條件相同時，把一定的資源用於生產某種產品時所放棄生產另一種產品的價值，或利用一定的資源獲得某種收入時所放棄的另一種收入。本研究在林地或綠地固持土壤效益中採用了機會成本法。

（3）費用分析法

用恢復或防護一種資源不受污染所需的費用來作為環境資源破壞帶來的最低經濟損失，即恢復費用法和防護費用法。

本書運用了費用分析法中的恢復費用法來評估林地或綠地保持土壤肥力的能力。林地破壞的直接後果之一就是隨著水土流失，損失了土壤中的養分。為了恢復流失掉的土壤養分，可以通過施用化肥的辦法進行補償，則所施用的化肥的數量乘以化肥的市場價格之積，就可以作為林地或綠地保持土壤肥力的價值。

（4）影子工程法

又稱替代工程法，是恢復費用法的一種特殊形式。影子工程法是在生態系統遭受破壞後人工建造一個工程來代替原來的生態系統服務功能，用建造新工程的費用來估計環境污染或生態破壞所造成的經濟損失的一種方法。其數學表達式為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：V為生態系統某項服務的價值；G為替代工程的造價；X_i為替代工程中i項目的建設費用。

當生態系統生態效益的價值難以直接估算時，可藉助於能夠提供類似功能的替代工程或影子工程的費用，來替代該環境的生態價值。如綠地具有涵養水源的功能，這種生態系統服務功能很難直接進行價值量化。於是，可以尋找一個影子工程，如修建一座能儲存與綠地涵養水源量同樣水量的水庫，則修建此水庫的費用就是該綠地涵養水源的生態服務價值。另外，在綠地防止泥沙滯留和淤積的效益時也運用了此方法。

地表生態系統生態環境效益具體評估方法如下：

6.2.2 水土保持林生態環境效益評估方法

根據國家林業局頒布的《森林生態系統服務功能評估規范》（LY/T 1721—2008），森林生態系統服務功能主要包括森林在涵養水源、保育土壤、固碳釋氧、積累營養物質、凈化大氣環境、森林防護、生物多樣性保護和森林遊憩等方面提供的生態服務功能；森林生態系統服務功能評估即對森林服務功能開展的實物量與價值量的評估。

本研究中的水土保持林是指南水北調中線一期工程實施過程中，為保護環境在乾渠沿線實施的水土保持措施中增加的水土保持林。由於南水北調中線一期工程的水土保持林是線性分布在供水線路兩側，沿線長度較長，但並未形成大片林地，涵養水源作用對於線形的防護林來說並不突出，故不考慮其涵養水源的效益。另外，根據研究目的，本研究探討的僅是南水北調中線一期工程實施後，對河南受水區帶來的生態環境方面的效益，故不考慮其積累營養物質、森林防護、生物多樣性保護和森林遊憩等方面的功能。經分析，本研究僅探討水土保持林的土壤保持、固碳釋氧、凈化大氣環境三方面的生態環境效益，其評估指標如圖6.2所示。評估即對水土保持林生態系統的實物量與價值量進行評估，評估方法和單位價值量參考《森林生態系統服務功能評估規范》（LY/T 1721—2008），不足部分結合國內相關區域研究成果進行補充。

圖6.2 水土保持林生態環境效益評估指標體系

Fig.6.2 Index system of ecological environment benefit evaluation of soil and water conservation forest

水土保持林生態環境效益（B₁）主要包括土壤保持（B₁₁）、固碳釋氧（B₁₂）、凈化大氣環境（B₁₃），用公式可表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

具體評估方法如下：

6.2.2.1 土壤保持效益

水土保持林土壤保持效益（B₁₁）主要包括固持土壤效益、保肥效益及防止泥沙滯留和淤積效益，評估方法如下：

（1）固持土壤效益

A.固持土壤實物量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_11實為林分年固土量，t/a；A₁為水土保持林面積，hm²；C₁₁為單位面積林地每年防止土壤侵蝕的能力，取值為11.11t/hm²。

B.固持土壤價值量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_11價為固持土壤效益值，萬元/a；ρ為土壤容重，取1.39t/m³；B_11實為林分年固土量，t/a；根據土壤侵蝕量和土壤耕作層的平均厚度來推算土地面積減少面積。以我國耕作土壤的平均厚度h＝0.5m作為林地的土層厚度，則可計算出每年可能保持的土壤面積S，hm²。根據調查，我國林業生產的平均收益取S₁₁＝263.58元 /hm²/a，對林地採用其生產的機會成本，即可估算林地固持土壤的經濟價值。

（2）保肥效益

A.減少養分流失量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為減少養分流失量，t/a；A₁為水土保持林面積，hm²；

為單位面積林地每年防止養分流失的能力，取447.23kg/hm²。

B.保肥效益價值量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為保肥效益值，萬元/a；

為土壤養分的影子價格，以當年農業部中國農業信息網公布的春季化肥平均價格計取，取值為2300元/t。

（3）防止泥沙滯留和淤積的效益

A.防止滯留和淤積的泥沙量

據統計，全國土壤侵蝕流失的泥沙有24%淤積於水庫、河湖，則水土保持林防止滯留和淤積的泥沙量可用式（6.10）表示：

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為防止滯留和淤積的泥沙量，t/a。

B.防止泥沙滯留和淤積的價值量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為防止泥沙滯留和淤積的效益值，萬元/a；

為防止滯留和淤積的泥沙量，t/a；

為防止滯留和淤積的單位重量泥沙的效益，元/t，按照工程替代法，

以單位庫容造價計算，根據1993～1999年《中國水利年鑒》平均水庫庫容造價為2.17元/t，計算當年價格指數為2.816，則單位庫容造價為6.11元/t。

6.2.2.2 固碳釋氧效益

固碳釋氧效益（B₁₂）指水土保持林固定CO₂和供給O₂的經濟價值。

（1）固碳釋氧實物量

根據植物光合作用方程式，植物形成1t干物質需要1.63t CO₂，放出1.2t O₂。據測定，中國北方森林的CO₂吸收率為l₁₂＝13.6t/hm²。用公式表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_12實為固碳釋氧實物量，t/a；A₁為增加的水土保持林面積，hm²。

（2）固碳釋氧價值量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_12價為固碳釋氧效益值，萬元/a；S₁₂為固碳價格，採用瑞典碳稅率，即S₁₂＝1200元/t；

為生產氧氣的價格，採用中華人民共和國衛生部網站中計算當年春季氧氣平均價格，即

＝1000元/t。

6.2.2.3 凈化大氣環境效益

（1）吸收污染物和滯塵效益（

）

吸收污染物和滯塵效益主要包括吸收有害氣體SO₂的效益（B₁₃₁）、吸收氟化物的效益（B₁₃₂）、吸收氮氧化物的效益（B₁₃₃）和吸收粉塵的效益（B₁₃₄）。

A.吸收污染物和滯塵的實物量（

）

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_13實′為吸收污染物和滯塵的實物量，kg/a；A₁為增加的水土保持林面積，hm²；C₁₃₁為單位面積林地吸收SO₂ 的能力，據《中國生物多樣性經濟價值評估》中的數據，闊葉林吸收SO₂平均值為88.65kg/hm²，針葉林吸收SO₂ 平均值為215.60 kg/hm²，本書取其較小值88.65 kg/hm²；C₁₃₂為單位面積林地吸收氟化物的能力，據北京市環境保護科學研究所測定，闊葉林和常綠樹吸收氟化物平均值分別為4.65kg/hm²、0.50 kg/hm²，本書取其較小值0.50 kg/hm²；C₁₃₃為單位面積林地吸收氮氧化物的能力，據測定，當氮氧化物的發生量為1067000t時，森林的吸收量為6.0 kg/hm²；C₁₃₄ 為單位面積林地吸收粉塵的能力，據《中國生物多樣性經濟價值評估》中的數據，針葉林的滯塵能力為33.2t/hm²，闊葉林的滯塵能力為10.11t/hm²，本書取其較小值10.11t/hm²。

B.吸收污染物和滯塵的價值量（

）

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為吸收污染物和滯塵效益值，萬元/a；根據《排污徵收標准及計算方法》中相應的排污收費標准，S₁₃₁為SO₂排污費收費標准，為1.2元/kg；S₁₃₂為氟化物排污費收費標准，為0.69元/kg；S₁₃₃氮氧化物排污費收費標准，為0.63元/kg；S₁₃₄為一般性粉塵排污費收費標准，為0.15元/kg。

（2）降低噪音效益（

）

目前對森林生態系統降低雜訊價值的估算方法是以造林成本的15%計，本研究也以此作為估算減弱雜訊效益的標准。用公式表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：

為減弱雜訊效益值，萬元/a；A₁為增加的水土保持林面積，hm²；

為成熟林單位面積蓄積量，綜合國內研究和統計數據，取80m³/hm²；

為單位價值量，以平均造林成本240.03元/m³計。

6.2.3 城市綠地生態環境效益評估方法

城市綠地生態系統的生態環境效益（B₂）主要包括土壤保持（B₂₁）、固碳釋氧（B₂₂）、凈化大氣環境效益（B₂₃）、水源涵養（B₂₄）、調節小氣候（B₂₅）、殺菌（B₂₆）等方面。前3種生態環境效益評估方法與水土保持林生態系統類似，下面僅介紹後3種生態環境效益評估方法。

（1）水源涵養效益（B₂₄）

A.水源涵養實物量

涵養水源的物質量可以由受水區城市綠地面積和單位林地的水源涵養能力得出：

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_24實為受水區城市綠地生態系統水源涵養量，m³/a；A_i為引江水可保育的某一城市的綠地面積，hm²；C₂₄為單位面積城市綠地每年的水源涵養能力，據調查可以取值為1105m³/hm²。

B.水源涵養價值量

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B_24價為受水區城市綠地生態系統水源涵養效益值，萬元/a；S₂₄為影子工程成本，採用目前的單位庫容造價，根據 1993～1999年《中國水利年鑒》平均水庫庫容造價為 2.17 元/t，計算當年價格指數為 2.816，則單位庫容造價為6.11 元/t。

（2）調節小氣候效益（B₂₅）

城市植被改善小氣候效應最明顯表現在降溫和增濕兩方面。綜合國內外研究情況，綠化能使局地氣溫降低3～5℃，最大可降低12℃，增加相對濕度3%～12%，最大可增加33%。用公式表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B₂₅為調節小氣候效益值，萬元/a；A_i 為引江水可保育的某一城市的綠地面積，hm²；CS₂₅為城市綠地生態系統每年調節氣溫的影子價格，取78019元/hm²。

（3）殺菌效益（B₂₆）

殺菌效益的評估方法採用《北京市森林資源價值》一書中的估算方法，即北京市森林資源殺菌效益占總環境效益的1%。用公式表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

6.2.4 濕地生態環境效益評估方法

濕地生態系統的生態環境效益主要包括水資源調節、水質凈化、大氣調節等功能。用公式表示為

南水北調中線工程河南受水區生態環境效益評估

式中：B₃為濕地生態系統效益值，萬元/a；A₃為北調水可保育的濕地面積，hm²；CS₃ 為濕地每年能產生的公益價值。根據Costanza的研究並結合國內關於濕地生態服務功能的研究成果，同時考慮到研究區濕地生態系統的具體特徵，CS₃ 為122715.5元/hm²，這里以此作為研究區濕地生態系統的單位價值。

8. 如何計算生物量

測定步驟

1、標准地的建立：

根據標准「生物群落監測中的調查采樣」中的規定，建立具有代表性標准地若乾地塊，一般塊數要大於6，每塊面積為0.1公頃，形狀為正方形或長方形，並用測繩圈好。破壞性調查不能在該固定標准地中進行。

2、標准地環境記錄：

記錄森林的層次結構、郁閉度、各樹種密度、林下植物的種類及狀況。

3、樣地內每木調查：

在各樣地內，對樣地內全部樹木，逐一地測定其胸高直徑、樹高並記錄，每測一樹要進行編號，避免漏測。胸高直徑D是採用1.3m高的標桿，在樹幹上坡一側地表面立上標桿，在齊桿的上端，用捲尺測定樹乾的圓周長，以此求出直徑（以cm為單位），或用測圍尺直接量得直徑。

樹高H的測定採用測桿或測高器為工具，在測樹高時一定要以測量者能看到樹木頂端為條件，盡量減少誤差，以m為計量單位。

森林生物量

森林群落的生物量是森林生態系統結構優劣和功能高低的最直接的表現，是森林生態系統環境質量的綜合體現。森林生物量的定量估算為全球碳儲量、碳循環研究提供了重要的參考，在國家級森林資源監測中增加森林生物量是必然的，而地下生物量是森林生物量的重要組成部分。

森林群落的生物量是指群落在一定時間內積累的有機質總量，通常的單位面積或單位時間積累的平均質量或能量來表示。生物量中的現存量則是指活有機體的乾重，兩者的主要區別在於是否包括林地積累的枯落物。

當今普遍使用的生物量概念是後一種含義，即活有機體乾重，不包括枯枝落葉層。森林群落生物量包括喬木層生物量、林下植被生物量。

9. 　生態價值估算的一般方法

一、機會成本法

機會成本就是作出某一決策而放棄另一決策時損失的利益。機會成本的存在是以自然資源稀缺為前提的。自然資源是稀缺的且具有多種用途，選擇一種利用方式就意味著放棄了用作他途的收益，其他方式中最高收益就是選定方案的機會成本。

機會成本法使用簡單，可操作性強，特別適用於某些資源應用的社會凈效益不能直接估算的情況。

二、市場價值法

市場價值法建立的依據是，生態系統質量不同所提供產品和服務質量與數量也是不同的。基本原理是將生態系統作為生產中的一個要素，生態系統的變化將導致生產率和生產成本的變化，進而影響價格和產出水平的變化，或將導致產量和預期收益的增加或損失。因此，可以通過產品或服務的產出水平計算出該產品或服務所依存的生態系統的價值量。

盡管市場價值法原理簡單，易於理解，但在實際應用中由於生態系統提供服務多樣，對產品影響強弱程度也有分別，且影響系數確定的難度較大，因而實際應用的相對較少。

三、防護成本法

防護成本法是指為了消除或減少生態系統退化的影響而投入的防護費用。防護成本法依據的原理是，增加費用用於防護措施，減少或完全阻止了生態系統退化，避免了生態系統退化消極影響所造成的損失，相當於獲得的收益。

盡管防護成本與生態價值存在差別，對生態價值的反映較為粗略。但是，防護費用法可以將對生態價值復雜的計量方法簡化為防護措施成本的測算，實際應用的較多。

四、恢復成本法

恢復成本也被稱為替代成本法，是通過計算恢復一項已經喪失的生態功能所需要的成本來估算其價值。恢復成本法依據的原理是，生態系統受到破壞以後，人們生產、生活和健康質量就會下降，投入費用消除這種損害，使人們重新獲得原有的生態服務享受，投入的成本可以作為生態價值的指標計量。

准確界定所需恢復功能是恢復成本法發揮效用的前提。例如河流泥沙的控制與減少需要經過上游綜合運用水土保持工程措施、生物措施和農業技術措施等，河流泥沙含量的微小變化意味著上游較大投入。

五、影子工程法

影子工程法也稱替代工程法，是用建造新工程的成本估算目標生態系統的生態價值，實質上是恢復成本法的一種特殊形式。影子工程法依據的原理是，採用人工建造一個工程來代替原有生態系統發揮服務功能，其所消耗的成本亦即生態系統的生態價值。

影子工程法比較適用於生態系統成分復雜、發揮功能機理復雜、影響生態價值因素較多且影響系數不容易確定的情況。一個生態系統涵養水源的生態價值難以量化，但是可以採用修建水庫或攔水堤壩實現同樣攔蓄總量，則替代工程的造價就是這一生態功能的價值。如歐陽志雲等估算出我國森林和草地攔截泥沙，減少江河湖庫淤積損失為154.21億元（歐陽志雲，1996）。

值得注意的是，替代工程可以是多樣的，但是不同替代工程其修建成本是不同的，用來估算出的生態價值也是不同的。並且，替代工程與目標生態系統在組成要素、結構、功能等方面的差別也是很大的。因此，影子工程法估算的生態價值也是一個參考值，並非生態價值的准確值。

六、旅行成本法

旅行成本法是用旅行費用為標准來衡量人們對某種非市場產品的偏好。旅行成本法主要是通過往返交通費、門票費、餐飲費、住宿費、設施運作費、攝影費、購買紀念品和土特產的費用、購買或租借設備費以及停車費和電話費等旅行費用資料確定目標生態系統的服務功能價值。因而，旅行成本法特別適用於休閑消遣生態價值的評估。

當然，旅行價值法也有缺陷，其所估算的生態價值量隨目標生態系統的交通條件、景觀價值等因素的不同而不同。

10. 伊利股份的生物性資產是用什麼方法評估

一般用市場法或者收益法進行評估。

生物資產價值評估方法分析
市場法、收益法和成本法是資產評估的三種基本評估方法，均得到世界評估業普遍認可。與一般資產相似，生物資產價值評估方法從理論上講同樣有市場法、收益法和成本法三種類型，但在具體運用中需結合生物資產的特殊性。
（一）生物資產價值評估的市場法
1.市場法。也稱現行市價法、市場價格比較法，原稱市場數據法（M.Bravi，Italy，1999），是指利用市場上同類或類似資產的近期交易價格，經過對比調整，確定被評估資產價值的一種評估方法。該方法充分考慮了市場因素，評估所用數據資料均來自於市場，因此運用市場法評估資產的價值首先要有一個活躍的公開市場，再考慮公開市場上是否具有可比的資產及其交易活動，如果沒有活躍的公開市場，可比的資產及其交易活動則無從談起，所以判斷是否可以採用市場法的一個首要前提是「是否存在一個活躍的公開市場」。
2.生物資產活躍市場分析。生物資產依據生物特徵的分類，可以分為植物資產和動物資產。由於它們的生活方式不同，其交易市場的活躍程度也不同，那麼生物資產「是否存在一個活躍的公開市場」？應該對植物資產與動物資產分別進行分析。（2）動物資產。動物資產與植物資產不同的是，動物資產能夠移動，土地資源對動物資產的生長及產出沒有直接的關系，類似於一般工業製品，土地僅是它們的生活場所，動物資產相比植物資產更容易進行市場交易。
①畜禽資產。我國目前活畜活禽的交易非常活躍。既存在作為生產性生物資產的交易，如種畜、種禽市場，又存在消耗性生物資產的交易，如肉畜、肉禽市場。既有成熟生物資產的交易、育成畜禽的市場，也有未成熟生物資產的交易，如幼畜禽市場。可以說，畜禽資產是生物資產中交易最活躍的資產，不但存在活躍市場的市價，而且在公開市場上能夠找到可比的資產及其交易活動。不過畜禽資產只是動物資產中的一部分，並不是所有的動物資產都具有活躍的交易市場，也有一部分動物資產類似於植物資產，雖然不是根植於土壤，卻是生活在水體中，例如漁業生物資產。

3.市場法估算生物資產價值。對於存在公開交易市場，在交易市場上能夠找到可比的資產及其交易活動的生物資產便可採用市場法對其價值進行評估，計算公式為：
V=K×KP×P×M （1）
式中，V：生物資產評估值；K：質量調整系數；KP：市場價格調整系數；P：單位市場價格；M：數量（重量、材積）。
（二）生物資產價值評估的收益法
1.收益法。是在估測資產未來預期收益額及收益期限的基礎上，採用適當的折現率將預測的未來收益額折成現值，然後再將各期收益折現值累加，求得被評估資產價值的一種資產評估方法。運用收益法評估資產價值時，是以資產投入使用後連續獲利為基礎的。所以判斷生物資產是否可以採用收益法對其價值進行評估的首要條件是分析生物資產是否具有連續獲利能力。


（2）畜禽資產。畜禽資產按其持有目的也可分為消耗性生物資產和生產性生物資產。在畜禽資產中的消耗性生物資產例如肉牛、肉豬等，它們對人類的價值只有一次，且僅有一次，不具有連續獲利能力。而畜禽資產中的生產性生物資產，如奶畜、種畜等，在其壽命內可以多次產出產品或繁殖新的生物資產，具有連續獲利能力。