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GEP核算分为以下四个步骤：

　　首先，确定评估与核算的地域范围。根据评估目标，确定生态产品价值核算的空间范围。核算地域可以是行政区域，如村、乡、县、市或省（区）等，也可以是功能相对完整的生态地域单元，如一片森林、一块草场、一个湖泊等，或者由不同生态系统类型组合而成的特定地域单元。

　　其次，编制生态产品清单。根据评估范围的生态系统类型，调查评估范围的生态产品的种类，编制生态产品名录。

　　再次，进行生态产品功能量核算。根据生态产品清单，研究各项生态产品功能量的核算方法与模型，调查核算评估范围内生态系统在一定时期内提供的各类生态产品的功能量。

　　***后，确定各类生态产品的价格。运用市场价值法、替代市场价值法、假设市场价值法等相关的价值评估方法，确定每一类生态产品的参考价格或***价值。在生态产品功能量核算和参考价格基础上，核算各类生态产品的***价值，再对各类生态产品的价值加总，就得到评估地域内的生态产品总价值（GEP）。

生态资产核算建议不包括自然资本中的地下不可1再生资源。一方面, 地下不可1再生资源位于岩石圈, 并非由当前的生态系统所提供, 很难认为地下不可1再生资源与大气、水文、土壤、生物资源处于并列地位, 也不易将其对应于常见的生态系统服务; 另一方面, 如果将所有类型的自然资源储量均囊括进生态资产中, 则生态资产核算将与目前***所推进的自然资源资产核算内容有较大的重复, 同一目标出现两个概念名词不利于资源管理的现实需要。因此, 建议生态资产核算从当前生态系统自身状况入手, 不必涉及地质时代的历史生态系统状况, 从而强化概念的***性与可操作性。


生态系统服务需求的度量一直是生态系统服务研究的难点。针对非市场价值难以量化的问题, 有学者构建了价格与偏好相组合的生态系统服务供需指标体系, 初步实现了评价指标的整合。然而, 即便确定了生态系统服务的供给与需求量, 并不一定能够在空间上刻画生态系统服务间的供需关系。这是由于生态系统服务的供给方和需求方在空间位置上是不匹配的, 由此形成了生态系统服务原位流、定向流和全向流。对生态系统服务供需关系的深度刻画, 即需要完成对生态系统服务流的表征。但在目前国内外研究中, 对生态系统服务流的量化仍多集中供给服务, 生态系统服务流的制图案例很少, 全1面刻画生态系统服务供需的空间关系仍比较困难。


建立与生态系统服务估算基础上的生态资产核算研究良好的提供了自然要素和社会要素的综合路径, 为区域可持续发展决策提供了定量化的评估工具。生态资产核算对区域发展的决策作用既体现在对已有生态工程的绩效评估上, 也表现在对未来决策情景的模拟优选上。无论是上述哪一种方式, 成本收益核算体系的建立和利益相关者的意愿调查应是决策支持中较为常见的指标, 而二者又是相互联系的。一般而言, 生态工程的实施可以普遍导致生态系统服务的提升, 即生态资产有所增加。但随着土地利用方式和权属的改变, 利益相关者的生计条件受到冲击, 可能产生较大的成本。系统的成本收益核算体系可以全1面评估不同尺度上服务供给方的成本和服务需求方的收益, 从而得出较为可靠的决策评价结论。其中, 局地尺度利益相关者往往是主要的服务供给方, 对其进行意愿调查是深入理解成本收益的重要途径。