生物资源评价计算方法

1. 生态环境影响评价基本方法

(一)生态环境监测网站体系

生态环境监测网站建设是生态环境评价工作的基础，基本方法为建设生态环境监测网站，建立相关数据库，为生态环境影响评价提供数据基础。

监测网站的布设应符合“控制中心—监测站”的构建模式。监测站和监测点的布设远离控制中心，负责完成信息的采集和响应控制中心发出的控制命令，及时有效地反馈系统运行的状态。图6－1为生态环境监测网站体系示意图。

生态环境监测站包括地下水式地源热泵、地埋管式地源热泵和地表水式地源热泵生态环境监测站。本书重点介绍地下水式地源热泵和地埋管式地源热泵生态环境监测站建设方法。地源热泵系统监测站应根据地层结构、当地水文地质特征安置温度传感器、流量计、液位传感器等，长期监测地源热泵系统运行时项目所在地及其周边地温场、地下水水质、水位动态等的变化情况，对传回来的数据进行分析处理，评价各个因素的变化情况。

图6－1 生态环境监测网站体系示意图

监测站点的选择应根据区域地质、水文地质条件具有代表性，结合在施热泵项目的实际情况具有可操作性，并考虑行政区划统一管理以及参考浅层地温能资源适宜性分区特点。典型热泵系统监测点常采用在系统进水、回水总管以及钻孔内安置温度传感器两种方式，监测评价系统所在区域地温场的变化情况。

信息控制中心是整个系统运作的核心，负责收集各监测站、监测点上传的监测信息。监测站、监测点数据通过GPRS或SMS方式传输到终端处理中心，实时动态监测各个监测站和监测点的数据变化规律。

(二)地下水式换热方式生态环境影响评价方法

地下水式换热方式生态环境影响评价目的是监测评价整个热泵系统的换热功效，计量评价系统运行能效，监测评价地下水换热系统在运行时对区域地温场影响情况。由于抽水井抽取的是原始地下水，温度变化较小，所以重点监测评价回灌井周围温度场的变化情况、回灌井停运后温度的恢复情况、抽水井与回灌井相互影响情况，长期对回灌水水质进行监测，评价水质变化情况。

建立一个理想的监测站，需要全面地考虑各种因素对监测对象的影响。所以，监测的范围要固定，监测点的数量要适量，监测元件的测试精度要适当。一个理想的地下水式地源热泵系统监测站主要开展以下五项监测评价工作:

(1)在水源井总管上安装流量计。在进/出水总管上分别安装温度传感器，长期记录监测数据，用于计算分析地下水地源热泵系统水源的排、取热量情况。

(2)对地源热泵系统的主要设备要安装用电计量装置，评价热泵系统的能效情况。

(3)在回灌井及抽水井中不同深度安装温度传感器，监测评价系统运行过程中温度变化情况。

(4)在抽水井与回灌井之间布置监测点―温度传感器，监测评价它们相互间影响情况。根据不同的地层情况，监测点要布置在地层的主要含水层中，监测点的间距为10m。

(5)在回灌井的周围按一定间距向四周延展布置监测点―温度传感器，可以根据与井孔的距离远近决定传感器布设的疏密，在至少两个方向的测线上监测评价地下水回灌温度对区域地温场的影响。观测点要布置在地层的主要含水层中，监测点的间距为5～10m。

按照以上布置方式，同时考虑到不同深度的水井，监测点的数量为20～50个。考虑到地下水径流的四个方向，监测点的平面布置如图6－2所示。

图6－2 地下水式地源热泵系统监测站测点布置平面示意图

由于监测站是用于监测地下水地源热泵系统的运行情况及系统连续运行后地下温度场变化的，所以，建立监测站的前提是有长期稳定运行的地下水地源热泵系统。显然只能依托已建或待建热泵项目建立监测站，而且需要地下水地源热泵系统的抽水井和回灌井周围都有足够的区域可布置一定的监测点。但是，多数新建或待建的水源热泵系统项目只能在有限的空间，比如某一个方向上布设观测点(孔)，建立简易的热泵系统监测站。

(三)地埋管式换热方式生态环境影响评价方法

地埋管式换热方式生态环境影响评价是在换热孔周围的土壤中布置测温元件来采集其温度场，监测评价土壤温度受土壤换热器、地下水流动等多种因素影响的变化规律，为土壤换热器的设计及地源热泵系统的进一步研究提供实验数据。特别是在大型的综合系统中，通过对地温场的监测评价，随时掌握地下地温场的变化，分析冬/夏季取热量与排热量是否平衡的问题，以合理调节各种设备的运行，使系统真正做到安全、可靠、低能耗运行。

建立地埋管热泵系统监测站，同样需要全面考虑各种因素对监测对象的影响。所以监测的范围要全面，监测点的数量要多，监测元件的测试精度要适当。我们以竖直埋管群监测站为例，介绍地埋管式换热方式生态环境影响评价方法。一个理想的地埋管热泵系统监测站主要开展以下七项监测评价工作:

(1)监测评价土壤换热器对周围岩土体温度的影响情况，包括垂直方向以及水平方向。水平方向的研究集中在分析单孔换热器的影响半径与土层内的含水饱和度的关系;垂直方向的观测拟在分析不同岩土层、不同深度对换热效率的影响。

(2)监测评价埋置的换热孔群对周围岩土层全年温度的影响情况，同样包括垂直方向以及水平方向。

(3)监测评价地下水流动对土壤换热器换热性能的影响，包括地下水对单孔换热器以及孔群的影响。

(4)通过长期对地埋管热泵系统运行的数据采集与分析，监测评价地下水流动对土壤换热器周围岩土层夏季蓄热、冬季蓄冷的影响。

(5)在热泵机组进水口及出水口安装温度及流量装置，连续记录热量数据，用于计算分析地埋管热泵系统的换热功效。针对热泵机组安装用电计量装置，监测评价热泵系统能效比。

(6)监测评价岩土体恒温层的深度。

(7)监测评价岩土体冻土层深度。

以上第(6)、第(7)项观测应在换热区域以外布设。

如图6－3所示，需要监测的位置大致可以分为图中显示的中心区、边缘区(含拐角区)两种区域。这些区里除了换热孔本身兼作观测孔外，还有内部孔间、边缘孔间和外侧三类观测孔。作为孔群内部和边缘上的观测孔，建议放在相邻的两孔中间，或对角线的中点上。因为这里是受埋管温度影响最小的地方，或是受两个孔共同影响的位置。它的温度变化可以反映单孔热影响半径相交的情况和管内外实际换热温差的情况。在换热孔中埋放温度传感器，受埋管内水温影响最大，虽埋放容易但监测意义不大。

图6－3中A₁～A₂为孔群的中心区的孔间观测孔，可以代表热量最不易散发的区域。分别沿深度30～60m(孔深120m的中上部)范围内的两孔之间(中点上)布置观测点―温度传感器，以研究孔群中部不同深度土壤受地源热泵系统运行的影响。

B₁～B₄分别为在孔群边缘区和拐角区邻孔之间布设的观测孔，可在中等深度范围布置观测点，这里代表热量较容易散出的地方，以研究埋管群边缘上的地温场受系统长期运行的影响(图6－4)。

C₁～C₂分别为在距孔群外侧一个孔距处布置的观测孔，代表受换热影响较微弱的地方，用来研究在地源热泵系统运行过程中外围土壤温度的变化情况。另外可在C₁，C₂孔内分别沿深度0.5m，1.0m，1.5m和2.0m处布置温度测点，以监测岩土体冻土层深度及变化;也可在C₂孔内5m，10m，15m，20m，25m处布置温度测点，进行全年的定期(至少每月一次)观测，以了解当地变温带的演化过程。

大型地埋管系统的孔群形状可能较为复杂或有很多片，但每片都不外乎中心和边缘这两种区域。对于边缘区除了线状的和外角的，可能还有内角形的，没必要都设观测孔，只要抓住每片孔群中受热影响最强和最弱的两个区就行了。除了专门的科研，一般没必要在距埋管群边缘更远的地方布设地温观测孔，因为这种季节性应用的热影响半径一般不会超过6m。

图6－3 竖直埋管换热系统监测点平面布置示意图

图6－4 两孔之间不同深度温度的监测示意图

(四)浅层地温的可恢复性与浅层地温场变化趋势评价

1.从地温的可恢复性评价资源可持续利用的程度

通过长期、大范围的系统监测，可从地温的可恢复性来评价资源的可持续利用程度。一个连续数年正常运行的地源热泵系统，如果提取和分析它的运行数据，它本身就成为处于生产阶段的群孔热响应实验;如果能得到运行期间的温度影响半径，就可以作为资源评价的继续和换热能力的核实。目前这种资料很少，因为大多数热泵系统没有运行记录，或没有安装计量仪表，使得这项工作无法进行。这在地下水资源评价中叫开采试验法，它可以是单井或多井长时间的有水位影响观测的抽水试验，是最可靠的资源评价方法之一。

经过连续多个运行季的监测，可以从运行记录中求出该地区浅层岩土单位体积可提供的热量。如果某系统在已知换热强度和总换热量情况下，地温在运行季之前可以与往年同期相同，特别是和运行初年相比变化不大，说明其实际开采量适当。如果有持续变化，说明某个季节的开采量偏大，超出了地层单位体积的承受(恢复)能力，需要调整开采强度或总换热量。用这种以实际运行为基础的计算量可以进一步评价资源能力，指导本地区其他类似工程的设计工作。这就是通过地源热泵系统长期运行监测得到的浅层地温能可持续利用量。只有在这个开采强度限度内开发利用，地温资源才是可再生的。

2.从地温场的变化评价对地质环境的影响程度

通过长期、大范围的系统监测，可监测评价地温场变化对换热区土壤和地下水中微生物的影响，开展地下水位变化对地面沉降、岩溶塌陷和地裂缝等地质环境影响的评价，评价开发浅层地温能的过程中对地下空间利用的影响，评价循环介质泄漏对地下水质的影响及回水对水环境的影响。

2. 生物多样性的计算方法是

生物多样性测定主要有三个空间尺度：α多样性，β多样性，γ多样性。α多样性主要关注局域均匀生境下的物种数目，因此也被称为生境内的多样性（within-habitatdiversity）。β多样性指沿环境梯度不同生境群落之间物种组成的的相异性或物种沿环境梯度的更替速率也被称为生境间的多样性（between-habitatdiversity），控制β多样性的主要生态因子有土壤、地貌及干扰等。γ多样性描述区域或大陆尺度的多样性，是指区域或大陆尺度的物种数量，也被称为区域多样性（regionaldiversity）。控制γ多样性的生态过程主要为水热动态，气候和物种形成及演化的历史。

3. 生物有效性的评价方法

1.生物监测

评价生物有效性的最直接方法是采用生物富集实验或毒性测试。生物富集作用受生物体代谢过程、食物构成、生物体型和毒性胁迫等因素的影响。虽然利用脂肪归一化可在一定程度上减小这些影响,但无法消除污染物在生物体内分布的特异性和不同物种的吸收特异性。用靶位点浓度 (即能与靶位点相互作用并最终产生毒理学响应的污染物量)来评价生物有效性,能排除由毒代动力学所导致的影响,但靶位点浓度通常很难测定。通常,对于非特异性作用基本毒物 (Nonspecific Acting Baseline Toxicants,即能在各种生物体内产生毒理学效应的污染物)可以用临界机体残留浓度 (Critical Body Resies,CBRs)作为靶作用位点浓度的最近似估计。

CBRs法测定的是以致死或半数致死效应为评价终点时生物体靶标内的目标化学物浓度,因而能将有机化合物的毒性和生物富集作用结合在一起。在效应评价方法中,死亡率对于反映野外暴露中污染物生物有效性存在一定局限性。事实上,土壤、沉积物和天然水体中的污染物浓度通常在痕量或超痕量级,因而很少能对微生物或大型生物,尤其是脊椎动物,引发致死风险。此外,生物活体暴露实验周期长,成本高,而且重复性差,样品处理步骤繁琐,给利用死亡率评价生物有效性的应用带来了许多限制。除了活体生物标志物之外,离体生物标志物方法也得到了越来越广泛的应用。离体测试方法相对于生物活体测试方法成本较低,可进行大量样品的测定,还能为深入了解复杂混合物的总体效应和毒性作用机理提供帮助。

利用生物标志物 (如暴露标志物)方法比较有效,为环境中污染物的生物有效性提供更准确的估计。如对虹鳟幼鱼利用加标沉积物进行暴露的活体实验中,探究了接触时间对鱼肝CYP1A活性诱导程度的降低,以此评价PAHs的生物有效性。使用小鼠尿液中的代谢水平和肺中化合物DNA 加合物水平作为生物标志物,评价了摄食土壤PAHs的系统生物有效性。

2.化学模型方法

为了从污染物总浓度中获得可被生物利用的部分,研究者结合了污染物的物理化学性质和生态系统的参数,将模型计算方法应用于生物有效性的评价中。利用有机污染物的平衡分配理论 (有机碳归一化平衡常数,K_oc )可以模拟得到土壤和沉积物中有机污染物进入生物体的潜势。K_oc和生物浓缩因子 (BCF)之间存在正相关关系,其数值可以通过实验室或野外试验测定,也常常通过辛醇-水分配系数 (K_ow )估测得到。该方法已被用于从土壤或沉积物总浓度中估测生物体残留浓度或从间隙水浓度测定生物体动态浓度。

目前,已经有多种模型可以应用于预测生物效应和毒性终点,如 QSAR (Quantitative Structure Active Relationship)模型、QSPR (Quantitative Structure Property Relationship )模型和MMM (Multimedia Mathematical Model)模型。QSAR 模型可以将有机化合物的结构特征和测量所得的理化性质与生物评价终点如 BCF 及毒性联系起来。QSPR模型是在 QSAR模型基础之上发展的一个子模型,它根据有机化合物的结构来预测其理化性质、分配行为、归趋和在生物体内的富集趋势,可以用于校验化合物实测理化参数值中的错误,提高了 QSAR 模型中所用数据的质量,还有一些 QSPR 模型可用于估算生物在受化合物暴露时的可能途径。MMM模型则提供了一种整体研究手段,能够用于同时估测污染物在多个环境介质中的迁移、分布、归趋、生物浓缩和生物富集过程。

3.化学分析方法

用化学分析方法来评价有机污染物的生物有效性方法较多,如 Hatzinger 和 Alexander提出用温和的有机溶剂作为萃取剂来反映土壤中生物对有机污染物的生物有效性;Hawthorne用超临界流体萃取和加速溶剂提取仪作为工具来评价污染土壤中多环芳烃的生物有效性。在化学评价手段的发展中,一个重要的发现是污染物的自由溶解态浓度是生物有效性的主要部分。通过比较剂量效应关系,已经证明了自由溶解态浓度对于生物测试准确程度的重要性。同时还发现,污染物的自由溶解态浓度与以名义浓度表述的毒性终点浓度具有很好的一致性。因此,近年来,发展了多种采样技术用于选择性地测定自由溶解态化合物。相比于主动式采样技术,被动式采样技术的富集原理更接近污染物在生物有机体内的富集方式。被动式采样装置对污染物的获取或浓缩过程完全基于化合物从化学势或逸度高处 (即外界环境基质)向化学势或逸度低处 (即采样介质或吸附剂)的自动扩散。但应用被动式采样装置中目标化合物浓度来推断外界暴露介质中的浓度需要满足 3 个条件:①污染物在采样器中的浓度与其在周围暴露介质中的浓度成比例,而且化合物进入采样器中的交换速率与扩散常数应与其外界浓度无关;②必须要具有能满足现场监测所需的参数校准数据 (即采样速率常数和分配速率常数);③不破坏化合物在各相中的原有平衡,一般要求所提取的目标化合物的量小于该化合物在体系中总量的 10%。

目前,应用较广泛的被动式采样装置包括三油酸甘油酯半渗透膜被动式采样器(SPMD)、固相微萃取技术 (SPME)以及液相微萃取技术 (LPME )。SPME 作为一种平衡采样器,被广泛用于模拟水体和土壤环境中的无脊椎动物的富集行为,并以此预测环境介质中有机污染物的生物有效性。通过 SPME 能测定化学物质在孔隙水中真实的自由溶解态浓度和内暴露浓度。而LPME 结合了液液萃取和 SPME 的优点,可以灵活地选择萃取溶剂从而实现对极性有机污染物的萃取。

另一种新型被动式采样装置为三油酸甘油酯-醋酸纤维素复合膜 (TECAM ),采样原理则与SPMD 类似,即目标分析物从周围环境介质中通过扩散渗透作用透过外层膜,累积在脂相中直至达到分配平衡。但TECAM 的构造与 SPMD不同,三油酸甘油酯以脂滴的形式嵌于醋酸纤维素聚合物构造中,并与之紧密结合。这种镶嵌结构与 SPMD 的简单层叠结构相比,彼此结合更紧密,接触面积更大。TECAM的制备过程简单,而且提取目标化合物的前处理过程也比较简单,一般不需净化步骤,因此,有很好的应用前景。被动式采样技术与预测污染物富集势和基线毒性的传统方法相比,具有很多优点。

关于污染物对生物内在毒性或生物体内浓度的数据,仍然很难对复合污染物的生物有效性和它们之间的协同或拮抗关系有一个准确的认识。由于这一原因,为了确定毒性终点和自由溶解态浓度间的关系,生物测试数据就必不可少。虽然化学方法不能完全替代生物方法,但由于化学方法操作简单,结果重现性好,最重要的是比较容易进行标准化,便于建立相应严格的标准化实验方法和提出科学评价体系,使各个实验室得到的结果之间可以进行相互比较,而这正是环境中污染物生物有效性研究所急需解决的问题,所以用化学方法来模拟生物富集进行污染物生物有效性评价的研究具有广阔的发展潜力。表8-9 列出了不同研究机构对人体摄入的POPs的危害等级以及可能产生危害的摄入量限制标准。

表8-9 特定 POPs 的风险与健康评价

注:ADI 每天可摄入量;JMPR杀虫剂残留联合会议;WHO 世界卫生组织;IARC 国际癌症研究机构。

4. 生态可持续发展定量评价方法概述

可持续发展的定量评价方法研究是当前可持续发展研究的前沿和热点。20世纪90年代以来，国际上提出了一些直观的且较易操作的可持续发展指标体系及其定量评价和计算的方法及模式，如世界银行的“国家财富”指标体系、Daly和Cobb（1989）年提出的“可持续经济福利指数”（ISEW）、Cobb等（1995）提出的“真实发展指标”（GPI）、Prescott-Allen（1995）提出的“可持续性的晴雨表”（BarometerofSustainability）模型（Hardi,1999）。这些新的指标体系及其定量计算方法和模型已在一些国家和地区的可持续发展评价中得到了应用。至今已有很多研究结果表明，发展的可持续性主要取决于自然资产（Costanza,1992）。但是由于很难定量测量生态目标，这方面的研究进展一直较缓慢。

区域的可持续发展必须以生态环境的可持续发展作为前提和保障。生态环境不仅是区域社会经济活动的承载空间，而且为区域发展提供自然物质基础和废弃物吸纳空间，因而成为区域发展的决定性因素。要实现区域的可持续发展，就必须综合考虑区域资源的再生与替代能力、生命支持系统的循环与净化能力和生物多样性的保护（李利锋，2002）。近年来发展迅速的生态足迹（Ecological Footprint）模型不仅能够满足上述要求，并且计算结果直观明了，具有区域可比性，因此很快得到了有关国际机构、政府部门和研究机构的认可，成为国际可持续发展度量中的一个重要方法。已知人口（某一个人、一个城市或一个国家）的生态足迹是生产这些人口所消费的所有资源和吸纳这些人口所产生的所有废弃物所需要的生物生产土地的总面积和水资源量。人类社会要取得发展的可持续性，要维护生态系统的安全，就必须维持自己的自然资产存量，必须生存于生态系统的承载力范围之内。生态系统所提供的生态足迹即生态承载力是生态安全的“底线”。

国际上关于生态足迹的研究可以追溯到20世纪70年代，Om E P讨论了在能量意义上被一个城市所要求的额外的“影子面积（shadow areas）”（Om,1975）,Jasson A M等分析了波罗的海哥特兰岛海岸渔业所要求的海洋生态系统面积（Jasson,1978）。在此基础之上，加拿大生态经济学家R ees W E于1992年提出生态足迹概念（Rees,1992），之后在W ackernagel M的协助下将其完善和发展为生态足迹模型（Rees,1996）。生态足迹的概念1998年被引入国内，区域生态足迹研究的实践成果最早见于2000年，集中在对我国西部和地区级尺度的研究（张志强，2001；陈中景，2001）。目前对生态足迹的实例研究已较多，但对小尺度的全面研究尚不多见。

（一）生态足迹的计算方法

生态足迹的计量是以生态生产性土地为基础，将生态资源的消费折算成具有一定生产能力的生态生产性土地。生态足迹计算的数学模型如下（杨开忠，2002）：

岩溶峰丛洼地生态重建

其中，EF为总生态足迹；EP_i为生态生产力（全球平均）；C_i为资源消费量；P_i为资源生产量，E 为资源出口量；Ⅰ为i资源进口量；i为生态生产性土地类，分为六大类，分别是：化石能源地、可耕地、牧草地、森林、建设用地、水域；EQ_i为等量化因子，一般采用：化石能源地1.1，可耕地2.8，牧草地0.5，森林1.1，建设用地2.8，水域0.2。森林的等量化因子1.1，即表示森林生态系统生物生产量为全球生态系统平均生物生产量的1.1倍，总生态足迹除以区域总人口，为人均生态足迹。

与生态足迹相对应的是生态承载力（ecology capacity），或称生态足迹供给，指的是自然生态系统能够提供给人类的生态生产性土地总和，计算方法是将区域内各类生态生产性土地面积乘以等量化因子及产量调整系数后，求和得到总生态承载力或生态足迹供给，除以总人口数，即为人均生态承载力或人均生态供给。公式如下（杨开忠，2002）：

岩溶峰丛洼地生态重建

其中，EC代表人均生态承载力，A_i代表不同土地类型的生态生产性土地面积，EQ_i等量化因子，含义同（1）式中EQ;_iY_i为不同类型生态生产性土地产量调整系数，用区域单位面积生物生产力与全球平均生物生产力比值表示，Y_i> 1表示区域单位面积生物生产力大于全球平均生物生产力，反之亦然。N 代表区域人口总量。

（二）基于生态足迹的可持续发展能力度量结果

应用生态足迹理论及其计算模型，对比分析示范区县域生态系统所提供的生态足迹（Supplying Ecological Footprint）和示范区县域内人口对生态足迹的需求（D em anding Ecological Footprint），定量测度示范区县域生态系统可持续发展能力，阐明县域自然生态系统的压力是否处于本地区所提供的生态承载力范围内，判断区域生态系统是否安全。

从表67可见，1990～2002年，随着经济的发展和人民生活水平的不断提高，示范区县域生态足迹的需求呈不断增加的趋势，人均生态足迹从1990年的0.7506hm²，增加至1995年的0.9523hm²,2000年的1.2547hm²和2002年1.3194hm²,12年期间生态足迹净增加了0.5688hm²，增幅达75.78%；示范区县域生态承载力从1990的0.2546hm²增至2002年的0.3473hm²，净增加0.0927hm²，增幅为36.41%，县域生态承载力的增加主要来源于森林（果园）面积的增加（表68）。

从生态赤字图32可见，示范区县域人均生态赤字呈逐年增加趋势。12年来，人均生态赤字从0.496hm²增至0.9721hm²，县域生物生产土地面积的需求量已经严重超过区域生态系统的承载能力，区域生态系统处于不可持续的发展状态，而且可持续发展面临的困难逐年增加。

表67 平果果化示范区1990年、1995年、2000年和2002年的生态足迹

表68 平果果化示范区1990年、1995年、2000年和2002年的生态承载力

图32 平果果化示范区1990年、1995年、2000年和2002年生态赤字图

要减缓区域生态赤字问题，除通过实行计划生育控制人口增长外，还应当从自然资源利用的角度考虑：

（1）适度开发土地资源。适度开发可耕地资源和宜林宜牧的荒地，考虑到示范区县域自然资源状况，这部分潜在可利用资源的面积已很小，因此，对解决生态赤字问题的作用非常有限。

（2）提高土地产出效率，发展高效的生态农业。平果县处于高温多雨的南亚热带季风气候区，光照充足，雨量充沛，一年四季均宜耕作，提高土地产出效率潜力巨大。通过改善农业生产条件和推广先进农业技术，发展高效生态农业，逐步建设人工草场改造中低产园、林地，提高各种生物土地产出效率，这些对减少县域生态系统的生态赤字作用将是非常巨大的。

5. 评价生物利用度和生物等效性的方法有哪些

生物利用度（bioavailability，F）是指药物经血管外途径给药后吸收进入全身血液循环的相对量。 F=（A/D）X100%。 A为体内药物总量，D为用药剂量 由血浆浓度-时间数据来评定生物利用度通常涉及三个参数：最大（峰）血浆药物浓度，达到最大血浆药物浓度的时间（达峰时间）和血浆浓度-时间曲线下面积。血浆药物浓度随着吸收分量的增加而提高；在药物消除率与吸收率相等时就达到血浓度高峰。

6. 海洋生物资源受损量如何计算其中影响面积是怎么得来的

如果是珊瑚或海草，珊瑚的有reef check之类的标准，需要受训过的人，可以自由参加
海草则通常也是做line transect样线法 或belt transect

非常大面积的话，可以用卫星观察，飞机观察，通常用chlorophyll a 计算生物
也可以用镭射LIDAR survey,
或 Broad scale acoustic survey, 知道受损面积，但通常是用在观察如何减少破坏（海边、海上工程）

7. 地表生态系统生态环境效益评估方法

6.2.1 地表生态系统总效益评估方法

6.2.1.1 地表生态系统总生态环境效益评估程序

根据前面的研究，地表生态系统总生态环境效益评估程序可用图6.1表示：

图6.1 生态系统服务价值评估程序

Fig.6.1 Ecosystem service value evaluation proceres

6.2.1.2 地表生态系统总效益分类与分析

本研究主要针对河南受水区的水土保持林生态系统、城市绿地生态系统和湿地生态系统进行生态环境影响效益评估。其中，水土保持林生态系统的生态环境效益主要包括土壤保持、固碳释氧、净化大气环境等；城市绿地生态系统的生态环境效益主要包括土壤保持、固碳释氧、净化大气环境、水源涵养、调节小气候和杀菌等方面；湿地生态系统的生态环境效益主要包括水资源调节、水质净化、大气调节等方面。

6.2.1.3 地表生态系统生态环境总效益评估方法

根据已有研究，提出南水北调中线一期工程对受水区带来的生态环境效益及其价值计算公式。本研究区生态环境影响效益总价值可用式（6.1）表示：

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B为区域生态环境影响效益总价值；B_ij代表第i类典型生态系统第j项生态环境效益价值；D_ij代表第i类典型生态系统第j项生态环境效益的单位价值；A_i代表第i类典型生态系统的面积；C_ij为单位面积第i类典型生态系统每年产生的第j种生态环境效益的能力；S_ij为在利用市场价值法或非市场价值法等计算第i类典型生态系统产生的第j种生态环境效益时，采用的替代价格或成本。式（6.1）是总体思路，具体到每种生态系统服务价值的计算时，因生态系统服务本身的特点，本书选取了多种具体计算方法。

地表生态系统主要针对受水区的水土保持林生态系统、城市绿地生态系统和湿地生态系统进行生态环境影响效益评估。将水土保持林生态系统、城市绿地生态系统和湿地生态系统生态环境效益分别表示为B₁、B₂、B₃，则有如下公式：

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

总的来说，生态环境效益物质量的评估方法比较一致，物质量评价方法在后面具体介绍；生态环境效益价值量的评估方法比较灵活，且结果具有可加、可比性。受水区生态环境效益的货币价值一律通过物价指数换算折合为按 2005年价格标准价计算的价值。“5.1.6”中，对生态系统服务价值评估的方法作了介绍，本书根据这些方法的适用性结合研究区内生态系统特点，提出了对应的价值量评价方法。价值量评价方法主要运用了影子价格法、影子工程法、机会成本法和费用分析法，具体的价值量评价方法如下：

（1）影子价格法

如“5.1.6”所述，经济学家利用替代市场技术，先寻找“环境商品”的替代市场，再以市场上与其相同的产品价格来估算该“环境商品”的价值，这种相同产品的价格被称为“环境商品”的“影子价格”。影子价格法的数学表达式为：

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：V为生态系统某项服务的价值；Q为该项服务的量；SP为该项服务的影子价格。

例如，评价水土保持林提供氧气的经济价值时，先计算出水土保持林每年提供氧气的总量并假设这些氧气可用于市场交换，再以氧气的市场价格作为“影子价格”，计算出水土保持林提供氧气的经济价值。碳税法是将生态系统每年固定CO₂的量乘以碳税的影子价格，从而得出生态系统固定CO₂价值的一种方法，也属于影子价格法。另外，本研究在计算净化空气效益时也采用本方法进行评估。

（2）机会成本法

机会成本指的是在其他条件相同时，把一定的资源用于生产某种产品时所放弃生产另一种产品的价值，或利用一定的资源获得某种收入时所放弃的另一种收入。本研究在林地或绿地固持土壤效益中采用了机会成本法。

（3）费用分析法

用恢复或防护一种资源不受污染所需的费用来作为环境资源破坏带来的最低经济损失，即恢复费用法和防护费用法。

本书运用了费用分析法中的恢复费用法来评估林地或绿地保持土壤肥力的能力。林地破坏的直接后果之一就是随着水土流失，损失了土壤中的养分。为了恢复流失掉的土壤养分，可以通过施用化肥的办法进行补偿，则所施用的化肥的数量乘以化肥的市场价格之积，就可以作为林地或绿地保持土壤肥力的价值。

（4）影子工程法

又称替代工程法，是恢复费用法的一种特殊形式。影子工程法是在生态系统遭受破坏后人工建造一个工程来代替原来的生态系统服务功能，用建造新工程的费用来估计环境污染或生态破坏所造成的经济损失的一种方法。其数学表达式为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：V为生态系统某项服务的价值；G为替代工程的造价；X_i为替代工程中i项目的建设费用。

当生态系统生态效益的价值难以直接估算时，可借助于能够提供类似功能的替代工程或影子工程的费用，来替代该环境的生态价值。如绿地具有涵养水源的功能，这种生态系统服务功能很难直接进行价值量化。于是，可以寻找一个影子工程，如修建一座能储存与绿地涵养水源量同样水量的水库，则修建此水库的费用就是该绿地涵养水源的生态服务价值。另外，在绿地防止泥沙滞留和淤积的效益时也运用了此方法。

地表生态系统生态环境效益具体评估方法如下：

6.2.2 水土保持林生态环境效益评估方法

根据国家林业局颁布的《森林生态系统服务功能评估规范》（LY/T 1721—2008），森林生态系统服务功能主要包括森林在涵养水源、保育土壤、固碳释氧、积累营养物质、净化大气环境、森林防护、生物多样性保护和森林游憩等方面提供的生态服务功能；森林生态系统服务功能评估即对森林服务功能开展的实物量与价值量的评估。

本研究中的水土保持林是指南水北调中线一期工程实施过程中，为保护环境在干渠沿线实施的水土保持措施中增加的水土保持林。由于南水北调中线一期工程的水土保持林是线性分布在供水线路两侧，沿线长度较长，但并未形成大片林地，涵养水源作用对于线形的防护林来说并不突出，故不考虑其涵养水源的效益。另外，根据研究目的，本研究探讨的仅是南水北调中线一期工程实施后，对河南受水区带来的生态环境方面的效益，故不考虑其积累营养物质、森林防护、生物多样性保护和森林游憩等方面的功能。经分析，本研究仅探讨水土保持林的土壤保持、固碳释氧、净化大气环境三方面的生态环境效益，其评估指标如图6.2所示。评估即对水土保持林生态系统的实物量与价值量进行评估，评估方法和单位价值量参考《森林生态系统服务功能评估规范》（LY/T 1721—2008），不足部分结合国内相关区域研究成果进行补充。

图6.2 水土保持林生态环境效益评估指标体系

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

水土保持林生态环境效益（B₁）主要包括土壤保持（B₁₁）、固碳释氧（B₁₂）、净化大气环境（B₁₃），用公式可表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

具体评估方法如下：

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滞留和淤积效益，评估方法如下：

（1）固持土壤效益

A.固持土壤实物量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_11实为林分年固土量，t/a；A₁为水土保持林面积，hm²；C₁₁为单位面积林地每年防止土壤侵蚀的能力，取值为11.11t/hm²。

B.固持土壤价值量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_11价为固持土壤效益值，万元/a；ρ为土壤容重，取1.39t/m³；B_11实为林分年固土量，t/a；根据土壤侵蚀量和土壤耕作层的平均厚度来推算土地面积减少面积。以我国耕作土壤的平均厚度h＝0.5m作为林地的土层厚度，则可计算出每年可能保持的土壤面积S，hm²。根据调查，我国林业生产的平均收益取S₁₁＝263.58元 /hm²/a，对林地采用其生产的机会成本，即可估算林地固持土壤的经济价值。

（2）保肥效益

A.减少养分流失量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为减少养分流失量，t/a；A₁为水土保持林面积，hm²；

为单位面积林地每年防止养分流失的能力，取447.23kg/hm²。

B.保肥效益价值量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为保肥效益值，万元/a；

为土壤养分的影子价格，以当年农业部中国农业信息网公布的春季化肥平均价格计取，取值为2300元/t。

（3）防止泥沙滞留和淤积的效益

A.防止滞留和淤积的泥沙量

据统计，全国土壤侵蚀流失的泥沙有24%淤积于水库、河湖，则水土保持林防止滞留和淤积的泥沙量可用式（6.10）表示：

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为防止滞留和淤积的泥沙量，t/a。

B.防止泥沙滞留和淤积的价值量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为防止泥沙滞留和淤积的效益值，万元/a；

为防止滞留和淤积的泥沙量，t/a；

为防止滞留和淤积的单位重量泥沙的效益，元/t，按照工程替代法，

以单位库容造价计算，根据1993～1999年《中国水利年鉴》平均水库库容造价为2.17元/t，计算当年价格指数为2.816，则单位库容造价为6.11元/t。

6.2.2.2 固碳释氧效益

固碳释氧效益（B₁₂）指水土保持林固定CO₂和供给O₂的经济价值。

（1）固碳释氧实物量

根据植物光合作用方程式，植物形成1t干物质需要1.63t CO₂，放出1.2t O₂。据测定，中国北方森林的CO₂吸收率为l₁₂＝13.6t/hm²。用公式表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_12实为固碳释氧实物量，t/a；A₁为增加的水土保持林面积，hm²。

（2）固碳释氧价值量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_12价为固碳释氧效益值，万元/a；S₁₂为固碳价格，采用瑞典碳税率，即S₁₂＝1200元/t；

为生产氧气的价格，采用中华人民共和国卫生部网站中计算当年春季氧气平均价格，即

＝1000元/t。

6.2.2.3 净化大气环境效益

（1）吸收污染物和滞尘效益（

）

吸收污染物和滞尘效益主要包括吸收有害气体SO₂的效益（B₁₃₁）、吸收氟化物的效益（B₁₃₂）、吸收氮氧化物的效益（B₁₃₃）和吸收粉尘的效益（B₁₃₄）。

A.吸收污染物和滞尘的实物量（

）

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_13实′为吸收污染物和滞尘的实物量，kg/a；A₁为增加的水土保持林面积，hm²；C₁₃₁为单位面积林地吸收SO₂ 的能力，据《中国生物多样性经济价值评估》中的数据，阔叶林吸收SO₂平均值为88.65kg/hm²，针叶林吸收SO₂ 平均值为215.60 kg/hm²，本书取其较小值88.65 kg/hm²；C₁₃₂为单位面积林地吸收氟化物的能力，据北京市环境保护科学研究所测定，阔叶林和常绿树吸收氟化物平均值分别为4.65kg/hm²、0.50 kg/hm²，本书取其较小值0.50 kg/hm²；C₁₃₃为单位面积林地吸收氮氧化物的能力，据测定，当氮氧化物的发生量为1067000t时，森林的吸收量为6.0 kg/hm²；C₁₃₄ 为单位面积林地吸收粉尘的能力，据《中国生物多样性经济价值评估》中的数据，针叶林的滞尘能力为33.2t/hm²，阔叶林的滞尘能力为10.11t/hm²，本书取其较小值10.11t/hm²。

B.吸收污染物和滞尘的价值量（

）

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为吸收污染物和滞尘效益值，万元/a；根据《排污征收标准及计算方法》中相应的排污收费标准，S₁₃₁为SO₂排污费收费标准，为1.2元/kg；S₁₃₂为氟化物排污费收费标准，为0.69元/kg；S₁₃₃氮氧化物排污费收费标准，为0.63元/kg；S₁₃₄为一般性粉尘排污费收费标准，为0.15元/kg。

（2）降低噪音效益（

）

目前对森林生态系统降低噪声价值的估算方法是以造林成本的15%计，本研究也以此作为估算减弱噪声效益的标准。用公式表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：

为减弱噪声效益值，万元/a；A₁为增加的水土保持林面积，hm²；

为成熟林单位面积蓄积量，综合国内研究和统计数据，取80m³/hm²；

为单位价值量，以平均造林成本240.03元/m³计。

6.2.3 城市绿地生态环境效益评估方法

城市绿地生态系统的生态环境效益（B₂）主要包括土壤保持（B₂₁）、固碳释氧（B₂₂）、净化大气环境效益（B₂₃）、水源涵养（B₂₄）、调节小气候（B₂₅）、杀菌（B₂₆）等方面。前3种生态环境效益评估方法与水土保持林生态系统类似，下面仅介绍后3种生态环境效益评估方法。

（1）水源涵养效益（B₂₄）

A.水源涵养实物量

涵养水源的物质量可以由受水区城市绿地面积和单位林地的水源涵养能力得出：

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_24实为受水区城市绿地生态系统水源涵养量，m³/a；A_i为引江水可保育的某一城市的绿地面积，hm²；C₂₄为单位面积城市绿地每年的水源涵养能力，据调查可以取值为1105m³/hm²。

B.水源涵养价值量

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B_24价为受水区城市绿地生态系统水源涵养效益值，万元/a；S₂₄为影子工程成本，采用目前的单位库容造价，根据 1993～1999年《中国水利年鉴》平均水库库容造价为 2.17 元/t，计算当年价格指数为 2.816，则单位库容造价为6.11 元/t。

（2）调节小气候效益（B₂₅）

城市植被改善小气候效应最明显表现在降温和增湿两方面。综合国内外研究情况，绿化能使局地气温降低3～5℃，最大可降低12℃，增加相对湿度3%～12%，最大可增加33%。用公式表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B₂₅为调节小气候效益值，万元/a；A_i 为引江水可保育的某一城市的绿地面积，hm²；CS₂₅为城市绿地生态系统每年调节气温的影子价格，取78019元/hm²。

（3）杀菌效益（B₂₆）

杀菌效益的评估方法采用《北京市森林资源价值》一书中的估算方法，即北京市森林资源杀菌效益占总环境效益的1%。用公式表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

6.2.4 湿地生态环境效益评估方法

湿地生态系统的生态环境效益主要包括水资源调节、水质净化、大气调节等功能。用公式表示为

南水北调中线工程河南受水区生态环境效益评估

式中：B₃为湿地生态系统效益值，万元/a；A₃为北调水可保育的湿地面积，hm²；CS₃ 为湿地每年能产生的公益价值。根据Costanza的研究并结合国内关于湿地生态服务功能的研究成果，同时考虑到研究区湿地生态系统的具体特征，CS₃ 为122715.5元/hm²，这里以此作为研究区湿地生态系统的单位价值。

8. 如何计算生物量

测定步骤

1、标准地的建立：

根据标准“生物群落监测中的调查采样”中的规定，建立具有代表性标准地若干地块，一般块数要大于6，每块面积为0.1公顷，形状为正方形或长方形，并用测绳圈好。破坏性调查不能在该固定标准地中进行。

2、标准地环境记录：

记录森林的层次结构、郁闭度、各树种密度、林下植物的种类及状况。

3、样地内每木调查：

在各样地内，对样地内全部树木，逐一地测定其胸高直径、树高并记录，每测一树要进行编号，避免漏测。胸高直径D是采用1.3m高的标杆，在树干上坡一侧地表面立上标杆，在齐杆的上端，用卷尺测定树干的圆周长，以此求出直径（以cm为单位），或用测围尺直接量得直径。

树高H的测定采用测杆或测高器为工具，在测树高时一定要以测量者能看到树木顶端为条件，尽量减少误差，以m为计量单位。

森林生物量

森林群落的生物量是森林生态系统结构优劣和功能高低的最直接的表现，是森林生态系统环境质量的综合体现。森林生物量的定量估算为全球碳储量、碳循环研究提供了重要的参考，在国家级森林资源监测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组成部分。

森林群落的生物量是指群落在一定时间内积累的有机质总量，通常的单位面积或单位时间积累的平均质量或能量来表示。生物量中的现存量则是指活有机体的干重，两者的主要区别在于是否包括林地积累的枯落物。

当今普遍使用的生物量概念是后一种含义，即活有机体干重，不包括枯枝落叶层。森林群落生物量包括乔木层生物量、林下植被生物量。

9. 　生态价值估算的一般方法

一、机会成本法

机会成本就是作出某一决策而放弃另一决策时损失的利益。机会成本的存在是以自然资源稀缺为前提的。自然资源是稀缺的且具有多种用途，选择一种利用方式就意味着放弃了用作他途的收益，其他方式中最高收益就是选定方案的机会成本。

机会成本法使用简单，可操作性强，特别适用于某些资源应用的社会净效益不能直接估算的情况。

二、市场价值法

市场价值法建立的依据是，生态系统质量不同所提供产品和服务质量与数量也是不同的。基本原理是将生态系统作为生产中的一个要素，生态系统的变化将导致生产率和生产成本的变化，进而影响价格和产出水平的变化，或将导致产量和预期收益的增加或损失。因此，可以通过产品或服务的产出水平计算出该产品或服务所依存的生态系统的价值量。

尽管市场价值法原理简单，易于理解，但在实际应用中由于生态系统提供服务多样，对产品影响强弱程度也有分别，且影响系数确定的难度较大，因而实际应用的相对较少。

三、防护成本法

防护成本法是指为了消除或减少生态系统退化的影响而投入的防护费用。防护成本法依据的原理是，增加费用用于防护措施，减少或完全阻止了生态系统退化，避免了生态系统退化消极影响所造成的损失，相当于获得的收益。

尽管防护成本与生态价值存在差别，对生态价值的反映较为粗略。但是，防护费用法可以将对生态价值复杂的计量方法简化为防护措施成本的测算，实际应用的较多。

四、恢复成本法

恢复成本也被称为替代成本法，是通过计算恢复一项已经丧失的生态功能所需要的成本来估算其价值。恢复成本法依据的原理是，生态系统受到破坏以后，人们生产、生活和健康质量就会下降，投入费用消除这种损害，使人们重新获得原有的生态服务享受，投入的成本可以作为生态价值的指标计量。

准确界定所需恢复功能是恢复成本法发挥效用的前提。例如河流泥沙的控制与减少需要经过上游综合运用水土保持工程措施、生物措施和农业技术措施等，河流泥沙含量的微小变化意味着上游较大投入。

五、影子工程法

影子工程法也称替代工程法，是用建造新工程的成本估算目标生态系统的生态价值，实质上是恢复成本法的一种特殊形式。影子工程法依据的原理是，采用人工建造一个工程来代替原有生态系统发挥服务功能，其所消耗的成本亦即生态系统的生态价值。

影子工程法比较适用于生态系统成分复杂、发挥功能机理复杂、影响生态价值因素较多且影响系数不容易确定的情况。一个生态系统涵养水源的生态价值难以量化，但是可以采用修建水库或拦水堤坝实现同样拦蓄总量，则替代工程的造价就是这一生态功能的价值。如欧阳志云等估算出我国森林和草地拦截泥沙，减少江河湖库淤积损失为154.21亿元（欧阳志云，1996）。

值得注意的是，替代工程可以是多样的，但是不同替代工程其修建成本是不同的，用来估算出的生态价值也是不同的。并且，替代工程与目标生态系统在组成要素、结构、功能等方面的差别也是很大的。因此，影子工程法估算的生态价值也是一个参考值，并非生态价值的准确值。

六、旅行成本法

旅行成本法是用旅行费用为标准来衡量人们对某种非市场产品的偏好。旅行成本法主要是通过往返交通费、门票费、餐饮费、住宿费、设施运作费、摄影费、购买纪念品和土特产的费用、购买或租借设备费以及停车费和电话费等旅行费用资料确定目标生态系统的服务功能价值。因而，旅行成本法特别适用于休闲消遣生态价值的评估。

当然，旅行价值法也有缺陷，其所估算的生态价值量随目标生态系统的交通条件、景观价值等因素的不同而不同。

10. 伊利股份的生物性资产是用什么方法评估

一般用市场法或者收益法进行评估。

生物资产价值评估方法分析
市场法、收益法和成本法是资产评估的三种基本评估方法，均得到世界评估业普遍认可。与一般资产相似，生物资产价值评估方法从理论上讲同样有市场法、收益法和成本法三种类型，但在具体运用中需结合生物资产的特殊性。
（一）生物资产价值评估的市场法
1.市场法。也称现行市价法、市场价格比较法，原称市场数据法（M.Bravi，Italy，1999），是指利用市场上同类或类似资产的近期交易价格，经过对比调整，确定被评估资产价值的一种评估方法。该方法充分考虑了市场因素，评估所用数据资料均来自于市场，因此运用市场法评估资产的价值首先要有一个活跃的公开市场，再考虑公开市场上是否具有可比的资产及其交易活动，如果没有活跃的公开市场，可比的资产及其交易活动则无从谈起，所以判断是否可以采用市场法的一个首要前提是“是否存在一个活跃的公开市场”。
2.生物资产活跃市场分析。生物资产依据生物特征的分类，可以分为植物资产和动物资产。由于它们的生活方式不同，其交易市场的活跃程度也不同，那么生物资产“是否存在一个活跃的公开市场”？应该对植物资产与动物资产分别进行分析。（2）动物资产。动物资产与植物资产不同的是，动物资产能够移动，土地资源对动物资产的生长及产出没有直接的关系，类似于一般工业制品，土地仅是它们的生活场所，动物资产相比植物资产更容易进行市场交易。
①畜禽资产。我国目前活畜活禽的交易非常活跃。既存在作为生产性生物资产的交易，如种畜、种禽市场，又存在消耗性生物资产的交易，如肉畜、肉禽市场。既有成熟生物资产的交易、育成畜禽的市场，也有未成熟生物资产的交易，如幼畜禽市场。可以说，畜禽资产是生物资产中交易最活跃的资产，不但存在活跃市场的市价，而且在公开市场上能够找到可比的资产及其交易活动。不过畜禽资产只是动物资产中的一部分，并不是所有的动物资产都具有活跃的交易市场，也有一部分动物资产类似于植物资产，虽然不是根植于土壤，却是生活在水体中，例如渔业生物资产。

3.市场法估算生物资产价值。对于存在公开交易市场，在交易市场上能够找到可比的资产及其交易活动的生物资产便可采用市场法对其价值进行评估，计算公式为：
V=K×KP×P×M （1）
式中，V：生物资产评估值；K：质量调整系数；KP：市场价格调整系数；P：单位市场价格；M：数量（重量、材积）。
（二）生物资产价值评估的收益法
1.收益法。是在估测资产未来预期收益额及收益期限的基础上，采用适当的折现率将预测的未来收益额折成现值，然后再将各期收益折现值累加，求得被评估资产价值的一种资产评估方法。运用收益法评估资产价值时，是以资产投入使用后连续获利为基础的。所以判断生物资产是否可以采用收益法对其价值进行评估的首要条件是分析生物资产是否具有连续获利能力。


（2）畜禽资产。畜禽资产按其持有目的也可分为消耗性生物资产和生产性生物资产。在畜禽资产中的消耗性生物资产例如肉牛、肉猪等，它们对人类的价值只有一次，且仅有一次，不具有连续获利能力。而畜禽资产中的生产性生物资产，如奶畜、种畜等，在其寿命内可以多次产出产品或繁殖新的生物资产，具有连续获利能力。