多维占补平衡下的湿地生态盈余研究

田富强

（1 西安文理学院经济管理学院西安国家中心城市建设研究中心，习近平新时代中国特色社会主义思想研究中心，培训中心，陕西 西安 710065；2 江汉大学武汉研究院，湖北 武汉 430056）

为确保湿地零净损失，美国较早实施湿地银行制度（Goldberg et al, 2016），相关研究涉及零净损失目标（Brown et al, 1999）、湿地缓解银行理论（Salvesen et al, 1996）、湿地缓解银行市场（Doyle et al,2010；Todd et al, 2011）、湿地缓解决定因素（Todd et al，2007a）、湿地缓解来源（Palmer et al, 2008）、湿地缓解角色（Ogawa et al, 1986）、湿地缓解过程（Todd, 2009）及其影响（Morgan, 2008）和效果（James, 2006；Todd et al, 2007b）、流域湿地缓解（Todd et al,2011）等。中国1990-2000年湿地减少500万hm2（国家林业局湿地保护管理中心, 2014），2003-2013年减少340万hm2；2003年基建占用湿地13万hm2，2013年基建占用湿地129万hm2（国家林业局,2014）。2012年北京率先实施占补平衡制度（杨瑞等,2013; 田富强等, 2015），2013年中国实施湿地红线制度（国家林业局, 2013; 但新球等, 2014; 张艳艳等, 2016; 申兵, 2016）。湿地占补平衡指按照湿地恢复建设方案在指定地点补建不少于占用面积并具备相应功能的湿地（北京市第十三届人民代表大会常务委员会, 2013）。为确保湿地占补不影响生态平衡（李松梧, 2012），有必要建立多维指标体系。除湿地面积与生态功能占补平衡，还要实现湿地生态量、生态效益、生态影响力与生态结构的占补平衡（田富强, 2016）。

1　多维湿地生态占补平衡的理论分析

湿地占补平衡往往占用自然湿地，补偿人工湿地（田富强等, 2016）。湿地生态结构占补平衡是占补平衡的综合模式，要求占用地生态水平与占用地所属流域生态水平不下降。

1.1　湿地生态量与生态功能占补平衡的理论分析

必须“补建不少于占用面积并具备相应功能的湿地”，强调了湿地面积占补平衡与湿地功能占补平衡的重要性。湿地面积（S）占补平衡属于简单的占补平衡。湿地生态占补平衡属于复杂的占补平衡，包括湿地生态量、生态功能与生态效益的占补平衡。生态功能具有生态功能的方向与强度两个维度。本文把生态功能的强度用生态量概念表示，把生态功能的方向用生态功能概念表示。Odum于1984年首先提出生态能值理论（Odum, 1984），国内利用生态能值研究湿地的文献很多（李伟等, 2014; 周林飞等, 2014）。本文建立湿地生态量（L）的概念，说明特定湿地功能的强度指数，称为特定功能的湿地生态量。湿地生态量取决于湿地的面积、形态、类型、结构、发展、环境与影响等。湿地生态功能（G）规定了湿地生态价值的方向与维度，特定生态功能表示在该维度上湿地具有物质生产、大气调节、蓄水、调蓄洪水、休闲娱乐、文化科研、养分循环、生物栖息地（马占东等, 2014）、生物多样性和碳循环（孟焕等, 2016）等价值（图1）。

1.2　湿地生态效益占补平衡的理论分析

生态效益的占补平衡很关键。湿地面积和生态功能的占补平衡，并不一定可保障生态效益的占补平衡。湿地生态效益（Y）是一定生态量的特定生态功能的价值。采用能值货币转换率转换为货币价值（李丽锋等, 2013），可完整反映生态系统服务功能的价值（秦传新等, 2015）。湿地生态系统服务价值分为使用价值和非使用价值，使用价值分为直接使用价值和间接使用价值，分别包括直接实物价值、直接服务价值和生态功能价值、环境功能价值（梁晨等, 2015），是具有多重反馈、结构复杂的开放系统（臧正等, 2014）。

湿地生态系统服务价值包括科研价值，Costanza（1997）计算了单位面积近海水域的精神文化服务价值。以大气调节功能为例，在计算湿地的大气调节功能时，传统的研究方法是根据年固定CO2量和释放O2量，计算固定纯C及释放O2的经济价值（马占东等, 2014），并认为在固定单位质量纯C或释放单位质量O2的经济价值相等的条件下，固定纯C或释放O2的质量相同，则固定纯C或释放O2的经济价值相等。固定纯C或释放O2的经济价值相等，则实现了生态效益相同。根据这种方法，如果生态量（年固定CO2量或释放O2量）实现了占补平衡，则生态效益（固定纯C或释放O2的经济价值）也实现了占补平衡。该方法仅实现了生态经济价值的占补平衡，并没有实现生态效益的占补平衡，混淆了生态经济价值与生态效益的关系。生态效益不是生态的经济价值，而是特定区域居民从湿地获取的利益。生态经济价值的占补平衡并不意味着占用湿地所在地与补建湿地所在地居民获得的生态效益相同。

图1　湿地生态量与生态功能、生态效益Fig.1　Ecological quantity and ecological functions and ecological benefits of wetland

占用湿地一般位于居民密度较大的区域，补偿湿地一般位于居民密度较小的地区。在占补湿地大气调节功能平衡的条件下，假定湿地占用区域与补偿区域面积相等，占用湿地与补偿湿地年固定CO2量或释放O2量相同，湿地占用后占用区域空气中CO2增加量或O2减少量，与湿地补偿后补偿区域空气中CO2减少量或O2增加量相同。在湿地占用区域人口密度较大、补偿区域人口密度较小的条件下，占用区域人口较多，补偿区域人口较少；较多的居民感受到空气质量下降，较少的居民感到空气质量上升。人口密度较大的区域，空气质量较差，居民对大气功能变化更敏感。人口密度较小的区域，空气质量较好，居民对大气功能变化不是很敏感。即使CO2或O2的变化量相同，湿地占用区域空气质量下降量与补偿区域空气质量上升量相等，但对占用区域居民的效益和对补偿区域居民的效益并不相同。在CO2下降量或O2上升量相等的条件下，占用地居民对单位CO2下降量或O2上升量的评价及居民数量都高于补偿区域居民，相同的CO2下降量或O2上升量的价值更高，占用地的大气调节效益高于补偿地的大气调节效益。湿地占补位置与居民密度影响了湿地效益。

2　若尔盖湿地生态效益占补平衡的案例分析

比较了若尔盖湿地退化为草原后和退牧还湿后的碳通量，分析了湿地占补平衡对若尔盖县和红原县居民生态效益的影响。假定不考虑人口密度对碳通量的影响。

2.1　占用湿地面积和所在区域人口数量

若尔盖县人口从1956年的几千人增长到2015年的7.8万人（若尔盖县人民政府, 2016）。红原县从1960年的500多人增加到2015年的4.5万人（红原县人民政府, 2015）。20世纪70年代，为扩大草场面积，若尔盖县和红原县采用开沟排水方法共减少沼泽20万hm2（李斌, 2008）。占用湿地往往处于人口密度较大地区，假定生态受影响居民数量为2015年全部人口的30%（3.69万人）。

2.2　补偿湿地面积和所在区域的人口数量

2010年至2012年，若尔盖花湖湿地生态恢复投资较大，湖泊面积扩大（松涛, 2012）。假定数十年后，通过限牧还湿和退牧还湿，将20万hm2的草原恢复为湿地，实现了湿地的面积、生态功能与生态量的占补平衡。为了减少湿地生态恢复对居民的影响，降低湿地的恢复难度，补偿湿地往往处于人口密度较小的地区，假定生态受影响居民数量为全部人口的10%（1.23万人）。

2.3　占用地居民的生态损失量

特定功能湿地的单位生态量（Lper-unit）与每个居民可以享受的湿地生态效益（Yper-resident）之间存在关系，可以用湿地功能-生态量-效益系数（IFQB）表示：IFQB=Yper-resident/Lper-unit。假定湿地占用前后，湿地功能-生态量-效益系数（IFQB）不变。2003-2005年若尔盖高原沼泽湿地和草地CO2通量平均值分别为 203.22 mg/（m2•h）和 323.03 mg/（m2•h）（王德宣等, 2008），占用地全部居民的生态损失量（Ytotal-loss）为：Ytotal-loss=IFQB×4.42×106。

2.4　补偿地居民的生态效益增量

新建湿地所在地全部居民因CO2降低而享受的生态效益增量（Ytotal-incremental-quantity）为 ∶Ytotal-incremental-quantity=（323.03-203.22）×IFQB×12 300=IFQB×1.47×106。补偿湿地居民生态效益增量仅相当于占用湿地居民生态损失的33.3%，等于占补两地受影响居民的数量比例。

2.5　占补湿地生态效益影响系数的分析

本文提出生态效益影响系数的概念，用于分析相同生态量变化值对不同数量居民的不同生态效益。当生态量的增加有利于居民健康时，生态效益影响系数（IEBCP）是生态量变化值（Lchange）与变化后的生态量（Lfinal）的比值：IEBC=|Lchange| /Lfinal=|Lfinal-Lbegin|Lfinal。当生态量的增加不利于居民健康时，生态效益影响系数（IEBCN）为：IEBCN= 1/Lfinal-1/Lbegin|/（1/Lfinal）=Lfinal×|1/Lfinal-1/Lbegin|。Lbegin表示变化前的生态量。湿地CO2通量的增加不利于居民的健康。占用湿地（A）所在地的相关指标为：Lbegin=203.22 mg/（m2•h）；Lfinal=323.03 mg/（m2•h）。补偿湿地（B）所在地的相关指标为：Lbegin=323.03 mg/（m2•h）；Lfinal=203.22 mg/（m2•h）。占用湿地所在区域CO2通量的生态效益影响系数为：IEBCNA=0.5 895，补偿湿地所在区域CO2通量的生态效益影响系数为：IEBCNB=0.3 709。

2.6　占、补湿地生态效益的比较

占、 补 湿 地 生 态 效 益（Ytotal-requisition、Ytotal-compensation）是生态损失、生态效益影响系数与一个常数项（Nct）的乘积，Ytotal-requisition=Ytotal-loss×IEBCNA×Nct=IFQB×4.42×106×0.5 895×Nct；= IFQB×1.47×106×0.3 709×Nct。 占、 补湿地生态效益的比值为：Ytotal-requisition/Ytotal-compensation=（IFQB×4.42×106×0.5 895×Nct）/（IFQB×1.47×106×0.3 709×Nct）=4.78，说明生态量占补平衡与生态功能占补平衡并没有实现生态效益的占补平衡，且占、补湿地生态效益差距较大。

表1　南四湖湿地物质生产功能价值Table1　Value of material production in Nansihu wetland

3　南四湖多维湿地生态占补平衡生态盈余案例分析

山东省济宁市微山县南四湖（34º27′～ 35º20′N，116º34′～ 117º21′E）为河迹洼地型湖泊，自西北向东南由南阳、独山、昭阳和微山4个相连的湖泊组成，南北长120 km，东西宽5～25 km，平均水深1.5 m，属湖泊湿地。随着人为活动的影响，南四湖生态环境变化显著(于泉洲等,2014)(表1)。

3.1　湿地生态量不达标时的生态盈余

假定占用南四湖湿地10 hm2，补偿湿地10 hm2，假定芦苇、菰、莲、菱、水稻的占用面积分别为1.2 hm2、1.3 hm2、2.4 hm2、1.6 hm2与 3.5 hm2。假定虽然实现湿地面积占补平衡，但除芦苇与水稻实现生态量占补平衡外，菰、莲、菱的生态量分别减少8%、10%和7%。为了实现菰、莲、菱的生态量占补平衡，需要增加补偿湿地面积，分别产生0.093 hm2、0.242 hm2与0.109 hm2的生态盈余，生态盈余面积总量为0.444 hm2（表1）。

3.2　湿地生态功能不达标时的生态盈余

假定占用南四湖湿地面积10 hm2，补偿湿地面积10 hm2。假定补偿湿地除不能生产莲外，可以生产等量的芦苇、菰、菱与水稻，虽然实现了湿地面积的占补平衡，但补偿湿地的生态功能减少了。假定占用湿地中的莲的种植面积为2.4 hm2，且为了实现生态功能占补平衡，需要在适宜的立地条件下新增补偿湿地2.4 hm2，用于莲的生产；生态盈余面积为2.4 hm2（表1）。

3.3　湿地生态效益不达标时的生态盈余

南四湖沼泽湿地的单位面积生态功能价值最高，为27.13万元/hm2，水稻田的生态服务功能价值最低，为2.82万元/hm2（马占东等, 2014）。假定占用南四湖沼泽湿地面积10 hm2，补偿形式为新建水稻田面积10 hm2，虽然实现了湿地面积的占补平衡，但生态结构发生了变化：占用的是自然湿地，补偿的是人工湿地，由此减少的生态效益为243.1万元。为了实现湿地生态效益的占补平衡，需要增加水稻田的补偿面积。与10 hm2占用沼泽湿地的生态效益相当的新建水稻田面积必须达到96.21 hm2，具体计算过程为：27.13万元/hm2×10 hm2÷2.82万元/hm2=96.21 hm2。实现生态效益占补平衡产生的生态盈余为86.21 hm2。各项指标中生态效益达标率较低的条件下，生态效益占补平衡产生了生态盈余(表1)。

3.4　湿地面积不达标时的生态盈余

假定占用南四湖湿地10 hm2，补偿湿地9 hm2，假定虽然未能实现湿地面积的占补平衡，但湿地的生态功能、生态量与生态效益实现了占补平衡或者产生了生态盈余。假定生态功能与生态量实现了占补平衡，补偿湿地的生态效益比占用湿地高6%。为了实现湿地面积的占补平衡，需要增加补偿湿地的面积。假定增加的1 hm2补偿湿地与已经补偿的9 hm2湿地的生态功能相同，单位面积生态量与生态效益相同。与占用湿地相比，新增的1 hm2补偿湿地可新增11.1%的面积盈余、11.1%的生态量盈余、11.1%的生态效益盈余，生态盈余面积总量为1 hm2(表1)。

4　结论

湿地生态占补平衡分为简单模式、复杂模式与综合模式，简单模式即湿地面积占补平衡，复杂模式包括湿地生态量、功能与效益占补平衡，综合模式包括地域内、流域内、人工湿地与自然湿地之间生态占补平衡。湿地生态占补平衡需要严格执行生态占补平衡制度。山东省南四湖湿地的占补平衡案例表明，各项湿地指标都实现占补平衡的条件下，占补平衡会产生湿地生态盈余。