海上突发环境事件生态系统服务损失评估进展

秦晓光，龚婉卿，谭赛章，赵 恒

1.国家海洋局东海环境监测中心，上海 200136 2.国家海洋局东海预报中心，上海 200136

突发环境事件与一般累积性环境污染不同，具有形式多样、发生突然、危害严重、处置艰巨、社会影响和生态影响较大等特点.如“7·16”大连新港原油泄漏事件、蓬莱19-3溢油事故、天津“8·12”爆炸事件、“桑吉轮”爆燃事故等，对生态环境的损害和影响都是长期的.我国《环境保护法》《突发事件应对法》都对突发环境事件污染损害评估提出要求，《国家突发环境事件应急预案》(国办函〔2014〕119号)明确指出,将污染损害评估结论作为事件调查处理、损害赔偿、环境修复和生态恢复重建的依据[1].

由此可见，污染损害评估是突发环境事件后续行政执法、生态修复等工作的重要技术基础.但由于生态环境资源的特殊性，关于怎样界定环境事件损害、具体包括哪些内容、怎样科学地进行定量分析等往往有较大分歧.袁征[2]认为，自然资源损害既包含可以通过市场价格衡量的直接经济损失，也包含无法通过市场价值核算的间接经济损失.财产损失、清污费用、应急设施费用等直接经济损失易于统计，也易得到法律支持；而生态系统服务损失由于难以通过市场价值直接核算，其评估往往成为分歧的焦点.

相比于陆上突发环境事件，海上突发环境事件生态系统服务损失评估则面临更大难度.化学品进入海洋后，自身与海水可能发生理化反应，同时受海洋中复杂的风、浪、流、生物活动等影响，其数量、组成、理化性质、存在形态、迁移路径等方面都会不断发生变化，观测污染损害难度凸显，如1976年的阿尔戈号商船泄漏事件中，调查结果显示几乎没有实际损害发生，但研究人员指出，并不是没有发生生物学的损害，而是那些损害难以被观察到[3]，因此在海洋环境中进行损害事故调查和评估是非常困难的.

因此，科学、合理、公正地评估海上突发环境事件对海洋生态系统的损害程度，并提出修复对策以及货币赔偿，对落实生态环境损害赔偿制度、保证海洋生态系统服务与功能正常发挥、保护海洋生态健康具有重要意义.该研究明确了生态系统服务损失的内涵；阐述了国内外关于海上环境突发事件对生态系统服务损失评估的研究现状及实践；介绍了监测、遥感及数模等方法在污染物扩散影响范围及程度、受体类型及敏感度等关键因子确定中的应用；提出亟待解决的若干技术问题及管理建议，以期为落实我国生态损害赔偿制度提供技术支持.

1 生态系统服务损失定义及内涵

生态系统服务(ecosystem services)概念最早由Ehrlich等[4]于20世纪80年代提出，Daily[5]将生态系统服务定义为通过生态系统及其中的物种提供的有助于维持和实现人类生活的所有条件和过程.Costanza等[6]将生态系统提供的商品和服务统称为生态系统服务，包括气体调节、气候调节、干扰调节、水调节等17类，并开创性地尝试对全球生态系统包括港湾、海草床、珊瑚礁、大陆架、湿地等生态系统在内的价值进行评估，该成果在Nature上发表后，引起了研究者们的普遍关注和讨论.2001—2005年，联合国“千年生态系统评估(Millennium Ecosystem Assessment)”项目对生态系统服务开展了系列研究，将生态系统服务定义为人类从生态系统获得的收益，并将其分为供给服务、调节服务、文化服务以及支持服务四大类[7].我国GB/T 28058—2011《海洋生态资本评估技术导则》[8]规定了基于四大类服务的评估海洋生态系统服务价值的方法.生态系统服务损失是除直接经济损失外，生态系统产生的公益服务的损失.自生态系统服务概念提出以来，围绕其基础理论研究、各类生态系统服务价值估算等开展了许多研究，而对于突发环境事件造成的生态系统服务损失评估相对偏少，成功应用于突发环境事件生态损害赔偿案例更少.

法律、学术上关于突发环境事件造成的环境污染及损害的研究，由于其关注重点不同，在表述、内容上都有一定差异，使用的术语包括美国自然资源损害评估(Natural Resource Damage Assessment，NRDA)体系表述的自然资源损害(Natural Resource Damage)[9]，我国《环境保护法》《突发事件应对法》使用的环境污染损害，《生态环境损害赔偿制度改革试点方案》《环境损害鉴定评估推荐方法》等使用的生态环境损害等.上述术语中都涵盖了生态系统服务损失，美国NRDA体系和我国HY/T 095—2007《海洋溢油生态损害评估技术导则》[10]中均明确将海洋生态系统服务损失作为损害评估的一部分，具有重要的示范和指导意义.

2 海洋生态系统服务损失评估方法

2.1 国外研究现状

在美国超级基金法案(CERCLA)、《1990年油污法》等法律框架要求下，US DOI(美国内政部)、NOAA(美国海洋与大气管理局)分别提出了一系列海洋生态系统服务评估程序和原则.NOAA在借鉴DOI模式及其他经验基础上，于1986年颁布了一项自然资源损害评估的指导文件NRDA，主要包括HEA(生境等价分析法)、REA(资源等价分析法)、CVM(条件价值评估法)等.20世纪80年代至90年代，CVM法应用较多，但因耗费太高而受到经济学家的质疑，逐渐不再受到法庭的采信；1995年，NOAA提出了HEA法，2004年一项针对88个案例的调查显示，在所采用的评估技术中HEA法的应用占18%，评估对象主要有海草床、盐沼、滨海湿地、珊瑚礁、河口等[11].

HEA法包括3个基本步骤：①确定受损期间资源或生境的服务功能损失量，即受损量模型；②确定修复工程提供服务的补偿量，即补偿量模型；③对计算结果进行货币化，目前应用最广泛的货币化计算依据是Costanza等[6]估算的全球海洋生态价值及近海生态价值.HEA法可估算出补偿生态系统服务损失所需要的资金规模，但在某些情况下，要修复到资源损害前的状态，在技术上可行性较差；且即使同一类型、不同区域的海洋生态系统服务价值差异也十分显著[12].REA法与HEA法均属于等价分析法，按照“服务-服务”的原则确定生境栖息地的损失和收益，为HEA法；按照“资源-资源”原则确定的，为REA法.REA法通过估算修复工程的规模，间接评估溢油造成的海洋生态系统服务损害，避免直接计算受损资源的货币价值，但实际上修复工程和受损资源的实质不一定完全相同，单位价值也会随时间发生变化，因此，REA法的不确定性和主观性较强.

由于NRDA体系耗时长、成本高，在一些小型或简单的事故评估中，经验公式也得到了一定应用，美国华盛顿州、佛罗里达州研究人员采用简化后的公式或计算机对溢油事件进行生态损害评估，该方法适用于中小型、情况较为简单的溢油事故，同时评估速度相对较迅速[11].

发生于墨西哥湾的“深水地平线”溢油事件，是美国历史上最为严重的污染事件，美国政府、学者们在事件对生态系统造成的影响及损失上做了大量研究[13]，认为溢油对盐沼湿地生态系统造成重大、长期的影响，影响了滨海湿地的一系列重要生态系统服务，如风暴潮防护、水质净化、固碳、野生动物栖息地、渔业、娱乐等[14-15].Silliman等[16]研究了溢油对路易斯安那州盐沼生态系统服务的损害，评估事件发生2年 后盐沼生态系统的恢复及永久性面积的损失情况.Beland等[17]采用遥感结合GIS技术，比较溢油发生前以及发生3年和6年后盐沼岸线的变化情况，尝试区分自然条件下的盐沼损失与事件造成的盐沼损失.Kennedy等[18]研究了溢油造成的生态系统服务损失，指出评估生态系统服务损失的重要参数——基线不一定是不变的，而是包括多种不同情况，如基线不变、基线上升、基线下降、受干扰后基线非线性规律变化等4种，需根据实际情况确定基线，如人口增长造成生态系统娱乐休闲服务增加时应采用上升基线，并认为采用计算生态系统服务价值(ESV)的方法估算损失考虑了社会经济要素，比单纯从生态角度出发的HEA法更有应用前景.

2.2 国内研究现状

我国对海上突发环境事件造成生态系统服务损失的相关研究起步较晚，理论尚不成熟，主要集中在溢油损害评估，而且与国外上亿美元的赔偿相比，生态损害评估赔偿金额明显偏低(见表1)，且大多不属于严格意义上的海洋生态系统服务损失，而主要是清污费用、渔业经济损失、财产损失以及事故调查费用等比较容易计算的直接损失.

2014年，原环境保护部发布了《环境损害鉴定评估推荐方法(第Ⅱ版)》[29]，借鉴了NDRA体系，提出的生态环境损害评估方法包括替代等值分析方法和环境价值评估方法.张蓬等[30]对HEA、REA两种等价分析方法进行了讨论和比较，认为HEA法评估结果依赖于生态系统服务价值标尺选择、服务价值水平、恢复曲线形状、修复计划时长以及贴现率等，REA法评估结果则受死亡生物数量和年龄组成的影响.

2002年的“塔斯曼海”号溢油事故是我国首例海洋生态环境污损索赔案，也是国内众多学者研究、借鉴的焦点.高振会等[31]将海洋生态损失分为五部分，即环境容量损失、海洋生态系统服务损失、海洋生态恢复费用(海洋沉积物生境恢复、潮滩生境恢复、游泳动物恢复等)、前期已开展工作所用费用和监测评估费用；其中，海洋生态系统服务损失评估借鉴了NRDA体系，根据影响区域海洋生态系统的类型、面积、单位面积公益价值、损失率等计算海洋生态系统服务损失，但没有考虑生态系统受损及恢复过程中各项指标参数随时间发生的变化，属于简易评估方法.黄文怡[12]采用REA法评估“塔斯曼海”号溢油造成海洋生态系统服务损失约为1.286×108元.姜晓娜[32]选取大陆架生态系统服务价值作为评估区域河口湾的标准，假设生态恢复时间为3年，海洋生态系统服务总损失约555.84×104元.于桂峰[33]采用HEA法评估事故对海洋生态系统服务的损害，根据受损海域面积(257.73 km2)，假设事故发生前生态系统服务水平为100%，溢油发生后生态系统服务水平降至50%，事故发生2年后恢复到受损前水平，参考了海洋生态系统服务价值〔577美元/(hm2·a)〕估算海洋生态系统服务损害，约2 974×104元.李京梅等[34]采用REA法构建溢油海洋生态损害评估的模型，以建设海洋生态保护区为修复工程，估算修复工程面积约5.83 km2，评估溢油事故造成潮间带资源损失约6 945.73×104元.

表1 国内外典型海上突发环境事件及损失赔偿情况Table 1 Typical marine emergency environmental events and compensation for losses

2011年，蓬莱19-3油田漏油事故造成污染油田周边海域海水超过GB 3097—1997《海水水质标准》中第一类海水水质标准，其中严重污染海域面积870 km2，河北省秦皇岛市、唐山市和辽宁省绥中县部分海滩都发现油污，严重损害渤海海域生态系统，溢油造成的海洋生态损害价值总计16.83×108元，其中，康菲公司出资10.9×108元，赔偿事故对海洋生态造成的损失[28].李京梅等[35]利用REA法进行计算，认为修复工程规模为 1 059 km2，才能补偿溢油对底栖和非底栖生物资源的损失.李亚燕[36]比较了海洋溢油生态损害快速预评估模式和REA两种方法的评估结果，其中，快速预评估模式根据溢油量、溢油面积、恢复时间等因子，并增加了油品影响因子、不同海域的生态敏感系数等来计算和修正评估结果，估算海洋生态系统服务损失约为7 408×104元，总损失约为6.9×108元；REA法则是通过增殖放流、人工湿地等修复工程来实现，假设人工湿地5年内建设完成(即达到最大服务水平)，之后仍能提供服务20年，计算得到人工湿地工程成本约为196×108元.

3 关键因子确定

不论采用何种评估方法，研究人员都需要确定事件对海洋生态的影响范围、面积、程度(损失率)、影响类型、恢复时间、受体类型及敏感度等，并考虑社会经济学等因素，在确定损失价值时引入贴现率等.其中，最关键的是确定影响范围与程度、受体类型及敏感度等.

3.1 影响范围与程度确定

确定海上突发环境事件的影响范围与程度常用的方法主要包括现场监测法、遥感法、模型法等.在实践中一般需综合使用不同方法，以互为补充.

现场监测法主要是按照GB 17378—2007《海洋监测规范》、GB/T 12763—2007《海洋调查规范》等技术标准或规程要求，利用船舶开展监测，并根据GB 3097—1997《海水水质标准》、GB 18668—2002《海洋沉积物质量》等评价标准，结合事故海域水质、沉积物、生物质量等级变化来确定污染面积.现场监测法可获得事故海域第一手资料，但由于海水的巨大容量及流动性，污染物入海后表现出更大的扩散性，通过污染物增量程度来确定污染面积具有较大难度，也容易造成环境损害的低估.因此，现场监测法在海水水质影响范围确定方面适用性较差，但在沉积物、生物影响范围确定上应用较广泛.

遥感法是估算海水水质影响范围的有效手段之一，其基本原理是计算异常区像元点数，根据遥感影像水平分辨率和单位来估算污染区面积.宋莎莎等[37]采用基于凝聚层次聚类算法的SAR遥感影像油膜识别算法，有效分割图像中的暗斑，具有较好的识别效果.李二喜等[38]通过拉伸灰度范围、变换像元灰度值的方法对海上溢油图像进行增强处理，提高图像对比度、增大灰度范围，使遥感影像清晰度更好，提高了对溢油的分辨度.兰国新等[39-40]提出在雷达与光学数据协同下的溢油信息提取流程以及判别准则，并应用于大连新港“7·16”溢油事件，提取了溢油事故爆发区域及周边海域溢油污染分布面积、污染等级分区等信息.

近年来，化学品泄漏扩散模型研究取得了丰富成果，在动力模型、风浪流等模型基础上，耦合化学品泄漏扩散模型，可实时快速地模拟出扩散范围、路径及面积.牟林等[41]综述了溢油预测模型的发展过程以及相关的研究成果，主要包括溢油扩展模型、溢油漂移模型、油粒子模型和溢油风化模型.汪守东等[42]构建了双层数学模型，将溢油考虑为表层油膜和分布在整个水深中的悬浮油滴两层组成.采用拉格朗日粒子追踪算法模拟油膜的迁移转化和扩散，考虑了对流、扩展、湍动扩散、附着在岸边以及沉降等过程.化学品泄漏扩散模型构建的复杂性和难度更大，主要由于化学品种类众多，仅《危险化学品目录(2015版)》[43]就划定了2 828种化学品，而且化学品进入海洋后，可能以各种形式进入水体、沉积物或大气中.根据化学品的密度、溶解度、饱和蒸气压及其入水后的形式，化学品可大致分为四大类，即快速蒸发(Evaporate)、漂浮(Float)、溶解(Dissolve)和沉入水底(Sink).彭振中[44]采用拉格朗日粒子追踪算法构建了渤海海域4种化学品的泄漏扩散模型；马定国[45]再次将化学品细分为了多种形式并存的复杂情形共计12种，并构建了长江化学品泄漏扩散模型.French等[46]应用SIMAP模型(Spill Impact Model Package Analysis)模拟了1989年“瓦尔迪斯”号溢油事故，估计泄漏石油在水体表层、海岸线、水层中以及沉积物中的分布情况，计算得到的油膜扩散区域与现场监测数据吻合性较好.张继伟等[47]以二甲苯为例，模拟了厦门港16种典型工况下二甲苯的扩散情况.美国应用科学公司(ASA)[48]开发了泄漏化学品迁移轨迹及风化归宿模型(Chemmap模型)，考虑了水流的速度分量、扩散分量、粒子的上浮或沉降分量等，利用“油粒子”的方法，计算从泄露点开始，粒子随时间三维迁移的特性.陈荣昌等[49]应用Chemmap模型模拟长江航道内发生苯运输船舶的泄漏事故后的污染物浓度变化情况；石宁等[50]应用Chemmap模型模拟不同径流量、风向和潮流条件等8种情形下，张家港水域船舶发生丙烯酸乙酯泄漏后的污染物漂移扩散轨迹和污染面积.

3.2 影响区域的生态系统类型及敏感度

海上突发环境事件造成的损害程度与其影响海域的生态系统类型密切相关，受影响的生态系统越脆弱、敏感程度越高，环境事件对其损害程度越严重.GB/T 19845—2014《海洋工程环境影响评价技术导则》[51]、HY/T 095—2007《海洋溢油生态损害评估技术导则》[10]将生态环境敏感区定义为海洋生态系统服务价值较高且遭受损害后难恢复其功能的海域，主要包括海洋渔业资源产卵场、重要渔场水域、自然保护区、重要海洋生态系统和特殊生境(红树林、珊瑚礁等).在计算生态系统服务损失时，规定海洋生态敏感区、亚敏感区、非敏感区的折算率分别为3%、2%、1%[10].Nansinghp等[52]通过实地调查，将各类生态系统生物和物理参数结合起来，确定了加勒比海南端的特立尼达岛不同海岸的溢油环境敏感指数.张秋艳[27]利用层次分析法和模糊评判法的综合指数法，确定了不同生态功能区的敏感系数，并应用敏感系数来修正渤海海域不同类型海洋生态系统的溢油生态损失.

4 存在的问题

4.1 法律层面

我国海上突发环境事件生态系统服务损失评估面临定量难、索赔难等问题，很多生态系统服务损失评估会拖延数年甚至不被认可.目前在生态损害评估方面法律条文较少，且不够细化.《环境保护法》《水污染防治法》《突发事件应对法》《防治船舶污染海洋环境管理条例》等都强调了环境污染损害赔偿，《海洋环境保护法》中明确提出破坏海洋生态、海洋水产资源、海洋保护区，给国家造成重大损失的，由监管部门代表国家提出损害赔偿要求，但上述法律法规均未明确生态系统服务损害的界定及赔偿，因此在法律层面上难以对事件责任方提出明确的生态系统服务损失赔偿要求，赔偿数额上也难以达成共识.《最高人民法院关于审理环境民事公益诉讼案件适用法律若干问题的解释》(法释〔2015〕1号)明确，法院可依法支持赔偿生态环境受到损害至恢复原状期间服务功能损失[53]，为实际生态赔偿案件的审理提供了一定指导，但法律层级不够.

4.2 技术层面

a) 由2.2节“塔斯曼海”号船舶海洋溢油事故损失的不同研究结果也可看出，即使对同一事件进行评估，由于采用不同的评估方法及关键因子取值，评估结果会产生较大差异，这也是生态系统服务损失评估在法律层面难以得到事故责任者认可的原因之一.原因在于，生态系统服务损失评估的定义和范围不明确，不同的研究者有不同的理解；评估内容也不尽相同，在基线的确定、修复工程类型及规模的确定等方面有较大差异，亟待建立技术标准体系.

b) 评估生态系统服务损失涉及学科众多.生态系统服务本身就是生态经济学领域概念，生态经济学是随着人类社会的发展、污染的加剧而逐渐形成的交叉学科.海上突发环境事件发生后，需要从水文、气象、生物、化学等多个学科对海域的水动力条件、生物地球化学特征、污染物的理化性质及毒理学特征等进行全面掌握，需要动用船舶跟踪监测、卫星遥感、航空遥感、数值模拟等多种技术手段.同时，还需要掌握海域的养殖、捕捞情况及市场价值，固碳供氧能力，吸收处理排海废弃物的能力，海洋保护物种和生态系统多样性维持等社会经济资料.

5 结论与建议

a) 评估海上突发环境事件生态系统服务损失对生态损害赔偿制度落实具有重要意义.该研究基于生态系统服务的定义，明确了海上突发环境事件生态系统服务损失的内涵，是除直接经济损失外，生态系统产生的供给、调节、文化和支持等公益服务的损失.评估方法主要是基于以等价分析法(HEA、REA等)为主的NRDA方法体系，结合生态系统服务识别及价值评估的研究成果开展.

b) 为提高损失评估的科学性、合理性，必须确定事件对海洋生态的影响范围与影响程度、受体类型及敏感度等关键因子.可采用现场监测、遥感及扩散模型等方法确定影响范围与程度，在实践中一般需要综合应用、互相补充；确定受体类型及敏感度需要准确识别生态环境敏感区，并确定不同敏感区的敏感系数.

c) 建议进一步加强政策研究，建立健全法律体系.细化生态损害评估的责任、内容和要求，明确将生态系统服务损失纳入生态损害赔偿；制定赔偿资金的支出、使用、管理及绩效考核等要求，使生态损害评估有法可依，并且可以落到实处、切实用于恢复受损的生态环境.

d) 建议尽快构建完善技术标准体系.根据化学品性质、生态系统类别及自然环境特征等分类出台一系列技术标准，细化评估指标、参数选择、取值依据等，尽量减少评估结果差异，提高评估结果的公信力和说服力，有利支撑管理与执法.

e) 既需要推进学科交叉，也需要在各相关领域内深入研究、突破若干关键科研瓶颈.如提高遥感遥测技术判定污染范围的时效性、准确度；开发优化不同性质化学品泄漏数值模型，预测污染扩散范围及途径等.