我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值估算

2015-10-24刘博张宇清吴斌吴秀芹秦树高张举涛

中国水土保持科学 2015年2期

刘博,张宇清,吴斌,吴秀芹,秦树高,张举涛

(北京林业大学水土保持学院,宁夏盐池毛乌素沙地生态系统国家定位观测研究站,100083,北京)

生态系统作为一个复杂、动态的功能单元,为人类社会提供了多种服务,包括供给服务(如食物和水)、调节服务(如调控洪涝、干旱、土地退化)、文化服务(如休闲娱乐)和支持服务(如土壤形成和养分循环)[1]。近几十年,随着人类对生态系统的干扰逐渐增强,生态系统提供服务的能力日益衰退。部分地区相关知识和经验的缺失,导致这种情况进一步恶化。特别是对于生存在干旱区的人们来说,生态系统的退化所带来的危害往往更加直接。只有在正确评估生态系统服务功能的基础上,做出科学合理的环境决策才能扭转这种趋势,从而达到保护和恢复生态系统服务功能的目的[1]。

生态系统价值评估发轫于20世纪60年代末[2]至90年代中期,国际上对相关评估理论和方法进行了大量探索,为不同时空尺度的生态系统价值评估提供了丰富的案例。生物多样性保护作为生态系统的支持性基础功能,其理论基础和价值计量方法也基本上采用了与生态系统其他服务功能相同的方法体系[3-6]。

2001年6月,由联合国启动的千年生态系统评估(Millennium Ecosystem Assessment,MA),标志着生态学已经发展到深入研究生态系统与人类福祉的相互关系、全面为社会经济的可持续发展服务为主要表征的新阶段[7]。同时,针对特定生态系统和特定区域的生态系统服务的功能评估也涌现了大量案例[8-10]。20世纪90年代,随着国外相关理论和方法的引进,生态系统服务的研究工作取得了快速发展,国内相关领域的专家对其内涵和评估方法做了大量工作[11-14],并对包括草地、农田、保护区等多种生态系统类型的评估做了补充性研究[15-22]。

生态系统价值评估在成为生态经济学研究热点的同时,也引发了大量的争议和激烈的讨论,主要包括:1)对生态系统的开发利用、生产和破坏,生态系统自身的生物量积累以及自我修复共同形成了复杂的系统运行方式。用一维的货币价值度量其价值是否合理[23]。2)传统的基于市场的成本效益分析方法在评估生态系统服务价值时,由于缺乏详细的费用数据,并不能准确评估生态系统所体现的服务价值[24-25]。3)生态系统功能和服务类型的概念并没有完全明晰[26]。

20世纪80年代由美国著名生态学家、系统生态学之父H.T.Odum创立的能值分析理论认为,产品或劳务在形成过程中变化的实质,是不同类别能量之间转换、流动和存储的过程。以太阳能值作为基本单位,其单位为太阳能焦耳(solar emjoules,简写为sej),通过相对应的转换参数对不同类别、不同能级的能量进行数量关系的换算,可以实现用能值流反映产品或劳务的贡献大小[27]。该理论能够定量分析自然和人类在生产和服务方面的贡献,通过建立实质性、定量化的框架来促进生态环境管理的可持续性发展[28]。近些年绝大多数的能值理论研究案例主要集中于小尺度的湿地、农田、城市及森林生态系统[29-32],而对于荒漠生态系统,特别是大尺度的荒漠生态系统研究不足。笔者尝试基于能值理论对我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值进行评估,探索大尺度下特定区域物种保护功能的评估方法,以期为我国荒漠地区生物多样性的保护及生态补偿政策的制订提供依据。

1 研究区概况

荒漠生态系统是指分布在干旱区的以耐旱植物为主要生产者的陆地生态系统[33]。根据MA[34]的评估,目前旱区面积占到全球陆地面积41%,涵盖人口数达20多亿。我国荒漠生态系统范围主要包括贺兰山以西内蒙古和宁夏、新疆、西藏、青海、甘肃的大部分区域,同时在辽宁、吉林、黑龙江、陕西、山西、河北也有分布。考虑到边界完整性及评估结果应用的可操作性,该研究对研究区域范围进行了调整,见图1。

荒漠生态系统由于被显著的大陆性气候所笼罩,降水稀少,气温变化剧烈。复杂的自然环境孕育了丰富多样的动植物资源,相对其他生态系统其生物具有独特性。尽管植物资源的丰富度不高,但分布有古老物种,甚至有白垩纪的残遗种类。而生态条件的极端性又形成了这一地区植物的生理独特性,特有属有革苞菊属(Tugarinowia sp.)、四合木属(Tetraena sp.)、绵刺属(Potaninia sp.)等。多数植物能适应大陆性极端干旱气候和高含盐量土壤,为当地的生态经济系统提供了大量的薪柴、药物、基因等资源,如甘草(Radix glycyrrhizae)、锁阳 (Herba cynomorii)、黄芪(Astragalus membranaceus)、冬虫夏草(Cordyceps sinensis)等。当地动物主要以丰富的啮齿类和爬行类为主,其种类多,数量大,给当地植被造成严重破坏,如藏鼠兔(Ochtona thibetana)、五趾跳鼠(Allactaga sibirica)、沙鼠(Gerbillinae sp.)。丰富独特的有蹄类物种对啮齿类物种起到了一定的控制作用,包括藏野驴(Equus kiang)、藏羚羊(Pantholopshodgsonii)、野骆驼(Camelus bactrianus)、野牦牛(Bos grunniens)等。

图1 研究区范围Fig.1 Study area map_

2 研究方法

2.1 数据来源

所用的动物物种数据来源于中国物种信息服务数据库[35]。在划定荒漠生态系统范围内按照县域行政单位统计物种数据,县域单元共有411个县(市),涉及到12个省(自治区)。将动物物种按照鸟纲(Aves)、两栖纲(Amphibia)、哺乳纲(Mammalia)、爬行纲(Reptilia)分别统计,考虑到民众对于珍稀濒危物种的直观理解,以及所用数据库在建库过程中对兽类的侧重,濒危物种只统计了哺乳纲中极危、濒危、易危、近危4个级别的物种数。由于部分数据难以获得,鱼类、昆虫类等未计入统计。

2.2 能值价值计算

应用H.T.Odum[36]的理论进行估算,需要先计算出2012年我国能值货币比率。所用的有关中国经济、环境、资源的原始数据来自《中国统计年鉴—2013》[37]和相关文献资料[38],所有统计资料均不包括香港和澳门特别行政区及台湾省。计算得出2012年中国环境经济系统能值分析评估表(表1)。

2012年我国GNP为51万6 000亿元,能值总量为2.64×1025sej,则我国2012年能值货币比率等于能值总量与GNP的比值,为5.12×1011sej/元。能值货币价值根据下面公式计算:

式中:Ed为能值货币比率,sej/元;E′d为能值货币价值,元;为平均能值,sej;S1为全球陆地面积,取1.49亿km2;S2为县域单位面积,km2;k为该县域面积上的物种数;n为县域单位数。

生物进化中,能值会不断地输入到各种不同分类单位的储藏基因信息中,Ager估计在地球历史的长河中,15亿生物种的形成经过了20亿年的进化,平均每个种的太阳能值,用地球年总值能量9.44×1024sej/a计算得到,为1.26×1025sej[39]。

根据每个县域单位的面积S2和全球陆地面积S1的比值乘以物种形成过程中的平均能值(1.26×1025sej),即为该物种在该县域单位上所拥有的能值数量,能值数量比我国能值货币比率(5.12×1011sej/元)得到该物种在县域单位面积的能值货币价值,与物种种数相乘得到该县域单位能值货币总价值。

2.3 受威胁物种的特殊价值计算

作为最有影响力的古典政治经济学家之一,李嘉图[40]认为商品的价值来源包括其稀缺性和交换商品时所需的劳动量。稀缺性作为适用于社会产品的价值评价指标,也应当适用于野生动物的价值评估。如在战利品狩猎中,猎手狩猎野生动物付出的相关费用与野生动物的稀有程度有关,随着野生动物的数量上升,其边际效用是递减的[41];但在确定受威胁物种的稀缺性价值时,目前国际上较为通用的旅行费用支出法(Travel Cost Method,TCM)并不能够将这一部分特殊价值独立核算,欧美国家盛行的狩猎运动在我国并没有形成产业规模,无法利用其各项费用进行核算。笔者从物种濒危等级与稀缺性价值相结合的新角度,参考被广泛接受的全球受威胁物种的分级标准体系《IUCN物种红色名录濒危等级和标准》引入濒危指数,提出基于能值价值法核算物种由于稀缺性得到的价值增值(即稀缺性价值)的新方法。

2.3.1 濒危指数的确定《中国物种红色名录》[42]所参考的《IUCN物种红色名录濒危等级和标准》是目前国际上应用较为广泛,影响较为深远的物种濒危标准,该标准对极危、濒危、易危的量化标准A-1规定如下:过去10年或者3个世代内,种群数至少减少的比例;但此标准对近危等级的受威胁物种并未做出量化标准,本研究按照前3个等级20%递减的规律,将近危等级的受威胁物种的种群数减少比例确定为30%,并将该比例作为濒危指数(表2)。

2.3.2 稀缺性价值计算县域单位的物种稀缺性价值

式中:Vi为校正前i物种能值价值,元;k为濒危指数;n为县域单位物种数。

表1 2012年中国环境经济系统能值分析评估表Tab.1 Emergy evaluation for Chinese environmental and economic system in 2012

表2 受威胁物种濒危指数分级表Tab.2 Classification of endangered species index

对所有县域单位的稀缺性价值求和即可得到荒漠生态系统动物物种稀缺性价值。

3 结果与分析

3.1 我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值

对研究区411个县域单位进行价值合并,并加入稀缺性价值,得到荒漠生态系统鸟类、两栖类、哺乳类、爬行类的物种保护价值。

根据各项价值核算结果,我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值为35万1 000亿元,其中针对哺乳动物的保护价值占总价值的52.41%,鸟类占到了总价值的42.04%,二者所占比例接近。两栖类和爬行类所占比例较小,分别为0.75%和4.80%(图2)。根据式(2)计算得到的荒漠生态系统动物物种稀缺性价值为3万6 400亿元,相当于2012年我国国民生产总值的7.05%。这部分价值是由受威胁物种数量的稀缺性和种群规模的衰减所造成的价值的增加,反映了我国荒漠生态系统濒危动物的现存状况。

图2 我国荒漠生态系统各物种类别价值比例Fig.2 Proportion of the species value of desert areas in China

3.2 我国荒漠生态系统分省(自治区)动物物种多样性保护价值

将411个县域行政单位价值按照各省区分别进行加总,得到我国荒漠生态系统分省(自治区)动物物种多样性保护价值(图3),发现,我国荒漠生态系统分省(自治区)动物物种多样性保护价值中新疆的价值最高,为21万1 000亿元,青海、西藏、内蒙古、甘肃价值数接近,而陕西、山西、河北、吉林、黑龙江、辽宁价值较低。从图3还可以看出,分省计算的价值大小与各个省荒漠生态系统的面积大小一致。陕西、山西、河北、吉林、黑龙江、辽宁的荒漠生态系统区域面积很小,价值较低;新疆、西藏、甘肃、青海、内蒙古的荒漠生态系统区域面积较大,价值较高。

3.3 我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值的单位面积空间分布

对县域单位上的单位面积价值进行计算并分级,将荒漠生态系统划为3级类型区(图4)。新疆阿尔泰山东南部、塔里木盆地东部、塔里木河流域南部以及青海东部为高值区,单位面积保护价值较高,达到1 000万元/km2以上,这些地区大都属于显著大陆性气候,水热状况不均衡,日照强烈,复杂的自然环境造就了丰富多样的野生动物资源;西藏北部、内蒙古西部和中部,以及内蒙古与东北3省西部的交接区域,为低值区和中值区,为1 000万元/km2以下,这些地区畜牧业发达,人类干扰相对强烈,野生动物的栖息地遭到破坏,物种较为贫乏。总体来看,价值分布趋势从东向西,从南向北递增。

图3 我国荒漠生态系统分省动物物种多样性保护价值Fig.3 Provincial value of the animal species diversity conservation of desert ecosystem in China

4 结论与讨论

1)我国荒漠生态系统动物物种多样性保护价值评估结果为35万1 000亿元。计算结果中,尚未考虑鱼类、昆虫等物种,如果纳入计算体系,其价值将会更高。在总保护价值中,哺乳动物保护价值占总价值的52.41%,鸟类保护价值占总价值的42.04%。单位面积价值空间分布趋势为从东向西,从南向北递增。新疆阿尔泰山东南部、塔里木盆地东部、塔里木河流域南部以及青海东部为高值区,单位面积保护价值较高,超过1 000万元/km2;西藏北部、内蒙古西部和中部,以及内蒙古与东北3省西部的交接区域为1 000万元/km2以下。

2)物种稀缺性价值在相关研究中常常给以定性论述或被忽略,少量的定量研究的案例中其价值系数也是人为给定。本研究根据中国物种信息服务数据库的不同等级濒危动物物种数据,结合县域内动物种类与分布状况,引入濒危指数评估出动物物种的稀缺性价值为3万6 400亿元,作为对动物物种由于其稀缺性带来的价值增值的补充。其中濒危指数参考世界自然保护联盟(IUCN)制定的《物种红色名录濒危等级和标准》进行划定,具有一定科学性和合理性;然而,由于我国目前缺乏详细的濒危物种的数量、分布范围、受威胁现状的相关本底调查,稀缺性价值只选取了哺乳动物进行计算,若考虑到其他类濒危动物的稀缺性价值,其结果会更高。这有待于我国开展大规模的以县域为单元的全国生物多样性本底调查工作。

能值理论发展至今,尽管为生态学和经济学的交叉联系建立了桥梁,但在其实际的应用过程中仍然有不足之处。如何对具体研究对象进行科学的能值综合分析是能值理论研究的重点和难点。不同类别能量之间的能值转换率还需要在实践中加以计算和矫正,同时能值价值与货币市场在反映人类需求偏好上并不能完全取得一致,相关的科学研究都有待进一步发展和完善。

自然保护地网——中国物种信息系统(China Species Information System)为本项研究提供了重要基础数据。