虽然主流经济学的许多理论受到质疑与批判，但是如果经济学家在分析生态系统时完全抛弃了价值、效用与福利的分析，那么我们很难将生态系统的经济学分析与其他学科区分开来，那么生态经济学也很难成为一门学科。因此，价值便成为经济学家分析生态系统时不能绕开的一个核心问题，经济学家必须解决生态系统货币化衡量问题。传统经济理论中，经济学家一直将生态系统中的某些组成部分作为自由物品，其提供的服务是无限的，依据边际效用价值规律，无限的生态系统服务价值必然等于零。因此，理论家和政策制定者在涉及生态系统服务价值时，也是将其等于零处理。随着生态环境恶化，良好的生态系统成了稀缺物品，这为生态系统服务价值研究进入经济学领域提供了一个前提。学者开始估算生态系统服务的价值，以便为经济活动和政策制定提供更深入的指导。这也为生态损害的经济补偿提供了理论支撑。

1.生态系统是具有价值并且可以测算的。在过去的40多年中，研究者努力尝试对某一具体生态系统进行估值，或者对具体生态系统在某一产品生产中的贡献进行货币价值估算。1960年代，基于使用或者生产的目的，研究者已经开始尝试计算原本被认为没有价值的湿地和海涂的货币价值。1970年代，研究者在前人研究的基础上，扩展了测算湿地和海涂价值的范围。在计算过程中，研究者不再局限于仅仅计算湿地或海涂对生产贡献的价值，而是将湿地或海涂看作一个生态系统，尝试测算作为生命支持系统的湿地或海涂的价值（Wharton，1970；Lugo et al.，1971；Gosselink et al.，1974；Batie，1978），这为生态系统服务价值概念的提出和测算奠定了基础。

Gosselink et al.（1974）通过收入资本化法估算了海涂对渔业等生产的贡献为每年每英亩100美元，对治理污染的贡献为每年每英亩2 500美元。同时，Gosselink et al.将海涂看成一个生态系统，计算了海涂生命支持价值，假设按照5%的利息率计算，那么每英亩海涂生态系统的价值应当为80 000美元。Gosselink et al.的文章引起了关于自然湿地管理的公共政策的长期而广泛的讨论，并且进入到美国1976年召开的关于《1972年联邦水污染控制法案修正案》的听证会。但是一些学者拒绝使用Gosselink et al.所提出的方法，并且认为该方法只不过是对经济学家为市场分析需要所提出的技术的最随便的理解（Walker，1974）。更有学者认为Gosselink et al.对湿地货币价值的估计不仅概念上是错误的，经验上也是站不住脚的，因此，其对湿地货币价值的估计非常有可能是不正确的（Shabman ＆ Batie，1978）。

Batie et al.（1978）对弗吉尼亚海滩湿地在牡蛎生产中的经济价值进行了估算，并且提出了一个具体的计算公式，海滩湿地在牡蛎生产中的边际价值产品为MVP＝Ptj（f′（Xtjik））。Ptj是t时期内j地区每磅牡蛎的价格，f′（Xtjik）是t时期j地区每英亩海滩湿地边际产品，如果折现率为r，那么t时期j地区每英亩海滩湿地的价格是P＝MVP／r。Batie通过假设牡蛎生产函数为柯布-道格拉斯生产函数，利用弗吉尼亚17个县的数据计算出弗吉尼亚海滩湿地的价格大约为17 650美元，这比Gosselink et al.计算的海涂的价格要低得多。尽管Batie曾经对Gosselink et al.使用的方法进行了尖锐的批评，并提出了如何计算海滩湿地价值的公式，但可以看出，Batie的方法并不比Gosselink et al.更先进，本质上，仍然不过是收入资本化法的另一种变形。(www.daowen.com)

1970年代对生态系统货币价值进行系统梳理和阐述的是Westman。1977年，Westman总结了前人对生态系统货币价值的估算并指出，随着先前被人们认为没有价格的物品和质量的货币价值越来越受到重视，政策制定者希望通过未开发状态下自然带给社会的收益与资源开发带来的收益比较，找到制定政策的客观基础。Westman扩展了生态系统功能给社会带来的收益，包括9大类：直接收获可销售产品（鱼、矿产等）和获得有价值物种的遗传资源（农作物、木材植物、动物等），娱乐、美的享受和研究，吸收和分解污染物，营养循环，土壤形成，有机废弃物降解，保持大气平衡，管理辐射平衡和气候，固定太阳能。这9类收益成为Costanza et al.经典论文对生态系统服务划分的雏形。同时，Westman认为生态系统功能是动态的，并指出了在以往一些研究中的局限。但是，Westman并没有给出他所总结的生态系统功能的货币价值。

2.生态系统功能和服务是不同的，生态系统服务是有价值的和可以衡量的。生态系统价值的测算受到各个方面的质疑，因此，整个1980年代至1990年代上半期，对生态系统货币价值衡量的研究基本陷入停滞。货币价值作为经济学术语，如果生态系统不能与人类的经济行为发生直接的联系，那么其货币价值的衡量必然会受到质疑。生态经济学家必须找到生态系统与经济系统的某种必然的联系，才能解决其价值衡量问题。Costanza et al.（1997）的经典论文完美地解决了这个问题，奠定了此后生态系统服务价值测算基础。Costanza et al.首先区分了生态系统功能和生态系统服务，生态系统功能是指各种各样的生态系统的栖息地、生物的或系统的特性或过程；生态系统服务是生态系统物品和生态系统服务总称，表示人类直接或间接从生态系统功能中获得的利益。这种区分解决了该领域的一个重要难题，即生态系统和价值相联系的问题：价值作为理性人边际效用的货币化，与生态系统给人带来的效用相关，一旦生态系统的存在与理性人的边际效用有关，则与生态系统有关的货币测量便可以实现。其次，Costanza et al.等将生态系统服务分成17项，并依据以往的文献对全世界生态系统服务（不包括不可再生的燃料、矿产和大气）进行了估值，认为1994年全世界生态系统服务价值为332 680亿美元。Costanza et al.认为生态系统服务价值是动态的，但每年生态系统服务价值应该在16万亿—54万亿美元之间，平均大约为33亿美元，约为当年全世界的GNP的1.8倍。

自Costanza et al.经典文章发表以来，生态系统服务价值成为一个极具争议但非常热门的话题，其研究大致沿着两个方面前进：其一，研究生态系统服务价值评估中可能面临的问题（Costanza et al.，1998；Geoffrey Heal，1999；Howarth ＆ Farber，2002），这部分研究主要集中在Costanza et al.文章发表后的4、5年内，此后，该类研究逐渐稀少。Costanza et al.（1998）对其1997年文章中的一些问题进行了总结，如局部的静态的分析而非一般均衡的动态的分析、影子价值等，并回答了一些研究者的质疑。Geoffrey Heal（1999）指出了生态系统服务价值评估中可能遇到的问题，认为即使拥有最详实的数据和最好的理解，从某种意义来说，经济学能够评估的生态系统服务的价值也是有限的，因此，对生态系统的保护，评估其价值倒不如提供某种激励显得更重要。Howarth ＆ Farber（2002）尝试将生态系统服务价值测算与人类福利联系起来，推导出生态系统服务价值测算的比较静态和动态的理论模型。随着研究者在生态系统服务价值测量方面一致性的增加，研究者对其应用的重视超过了对问题本身的探讨（Cowling et al.，2008；Daily ＆ Matson，2008；Daily et al.，2009；Muradian et al.，2010），该方面的研究基本停止。其二，测算具体的生态系统服务价值（MA，2005；Nunes et al.，2009；Zander et al.，2010；Honey-Roses ＆ Pendleton，2013；Maynard et al.，2015）。尽管对生态系统服务价值的评估仍然存在争议，但是Costanza et al.的文章为理论界和实践领域提供了基础性的研究框架，生态系统服务价值的概念也被研究者和政策制定者广泛接受。最近几年，测算具体的生态系统服务价值成为研究的主流。2001年，联合国牵头进行了一个为期四年的国际合作项目——千年生态系统评估项目（Millennium Ecosystem Assessment，简称MA）。MA由两份报告、一份评估框架和一份理事会声明构成。尽管MA《生态系统与人类福祉：评估框架》的内容并没有多少独创之处，如其生态系统、生态系统服务概念、对生态系统功能与服务的划分等基本来自于已有文献，其对生态系统服务价值的评估方法基本上也是之前文献所使用的，但是，MA是第一次对生态系统理论最为系统的综合，也是第一次在世界范围内开展的最为详细的、最为全面的生态系统调查。