1 引言(Introduction)

根据《湿地公约》, 湿地是指天然或人工的、永久或暂时的沼泽地、泥炭地及水域地带, 带有静止或流动的淡水、半咸水及咸水水体, 包含低潮时水深不超过6 m的海域.中国国家林业局参考《湿地公约》并结合中国湿地现状, 将中国湿地分为滨海湿地、河流湿地、湖泊湿地、沼泽湿地和库塘湿地(江波等, 2011; 唐小平和黄桂林, 2003).因其提供的生态系统服务(ecosystem services, ES), 湿地是世界上最重要的生态系统之一(Ricaurte et al., 2017).但人类也面临着全球50%以上湿地已丧失的现状(Davidson, 2014), 剩下的60%的湿地也处在退化或不可持续利用的状态(MEA, 2005).在中国, 党中央、国务院明确把“湿地面积不低于8亿亩”列为到2020年我国生态文明建设的主要目标之一, 并纳入了国家“十三五”规划纲要.现有研究也表明, 人类也越来越认识到湿地生态系统的服务价值(ecosystem services valuation, ESV)(Langan et al., 2018).但由于湿地生态系统的复杂性和差异性使得湿地生态系统服务价值评估存在诸多挑战：如①湿地生态系统的复杂性和差异性；②湿地生态系统服务分类及形成机制的不确定性；③湿地生态系统服务价值核算的重复性等.具体来说, 根据系统生态学的原理, 可将湿地分为“源”、“汇”和“过程”3类.对于“源”这一类湿地, 比如三江源地区, 因其是中国众多大江大河的发源地, 其重点的生态功能为涵养水源和保护水质；对于“过程”这一类的湿地, 譬如说河流, 其重点功能在于对水体、营养物质等的运移；对于“汇”这一类的湿地, 譬如说滨海湿地、湖泊湿地等, 由于其为汇水终点, 也是陆水、或陆地与海洋生态系统的相互作用点, 大量营养物质富集于此, 因此其重点功能在于汇水和生产.而现在大多研究中并未根据湿地生态系统特征进行服务类型和计算方法的区分, 对结果的准确性有较大影响.另外, 由于湿地生态系统服务分类及形成机制存在不确定性, 很多研究基于数据情况直接从其他研究(如《千年生态系统评估报告》)中选取生态系统服务类型, 而并未严格剖析该湿地生态系统服务的形成机制及与其他服务之间的关联性.同时, 还存在着湿地生态系统服务价值重复计算的问题, 简单的将算出的服务功能价值直接累加就会造成潜在的重复计算的问题.

湿地生态系统服务价值评估的研究始于20世纪初美国为建立自然保护区而进行的湿地评估(Yong and Gray, 1972).目前国内外学者关于湿地生态系统服务价值评估的方法主要有经济学方法、能值分析方法和模型的方法等.经济学的方法是将生态系统服务价值货币化, 从而直观易于接受, 但经济学方法所使用的是基于人类偏好的价值, 而人类具有偏见及人类获取信息的不完整性使得该方法在评估生态系统服务价值时相对狭隘(Costanza et al., 2017).能值分析方法的优点在于其是基于贡献者视角(也称为禀赋价值视角), 能够细致剖析物质流动和能量传递, 允许量化每个流量或存量的环境工作量/投入量(Odum, 1996; 刘耕源, 2018).但当前基于能值进行生态服务评估的研究也存在诸多争论(孙洁斐, 2008; 汤萃文等, 2012)：例如一些研究由于数据可得性的问题并未从贡献者视角出发, 仍大量使用货币乘以能值货币比, 这就失去了能值本身方法学的意义；部分研究的能值转化率使用不当, 选取的数值来自不同能值基准, 且没有考虑是否包含了当地劳力和服务的问题；另外能值方法的使用也存在适宜范围, 如能值方法在核算来自自然生态系统的贡献(太阳能、风能等)方面具有优势, 但在核算基于人类偏好的休闲娱乐等价值时并不具有优势.因此, 需要重新梳理和审视基于能量学的生态系统服务评估方法.另外, 模型的方法使用较多的是InVEST (Integrated Valuation of Ecosystem Services and Tradeoff)模型, 它具有将生态系统服务价值可视化的优势, 但缺乏统一度量标准(Langan et al., 2018), 当前InVEST多与经济学方法相结合.基于以上分析, 本研究提出以下科学问题：①如何清晰分辨湿地生态系统的差异性和复杂性, ②如何厘清湿地生态系统服务分类及形成机制, 以及③如何避免湿地生态系统服务价值重复计算.为解决以上科学问题, 本研究构建了基于能值的湿地生态系统服务价值核算方法论, 该方法论包括3方面：湿地生态系统分类体系, 湿地生态系统服务分类及形成机制, 和湿地生态系统服务价值核算方法.该方法论对于解决现有湿地生态系统服务价值核算存在的挑战及差异化的湿地生态系统保护与管理具有重要科学指导意义.

2 湿地生态系统服务价值核算方法论(Accounting method on wetland ecosystem services valuation) 2.1 湿地生态系统的差异性和复杂性

滨海、河流、湖泊、沼泽及库塘湿地虽都为湿地生态系统子系统, 但由于各自生态系统结构、过程等存在差异性, 使得各类子湿地生态系统服务价值在核算时也存在差异.如滨海湿地生态系统由于处在海洋和陆地生态系统之间的过渡地带, 受海陆共同影响(程敏等, 2016)；同时海陆营养物质在此交汇, 对于生物群落的形成也不同于其他生态系统.而河流生态系统中, 河流径流量对河流生态系统服务的提供影响极大, 如水量大或者流速快, 就可能会提供更多的净化水质的功能, 但流量和流速过大也会破坏生物的繁殖环境, 影响整个系统的生物量(王玲慧, 2016).而湖泊生态系统中水体循环速率慢, 对于污染物的净化具有时滞效应, 容易出现富营养化现象, 使得植物生物量增加而部分动物生物量减少.沼泽湿地中的森林沼泽、灌丛沼泽等又与森林、灌丛生态系统相结合, 使得其在营养物质循环、固碳释氧等作用方面不同于其他湿地生态系统.库塘湿地在水量调度方面有重要作用, 从而影响航运、河流含沙量等.在研究中要综合考虑各类生态系统由于结构、生态过程等带来服务的差异性, 以避免由生态系统复杂性带来的方法学滥用.

2.2 湿地生态系统服务分类体系

图 1以河流为例, 绘制了湿地生态系统能值流量图, 由于湿地生态系统的复杂性, 本研究充分考虑湿地生态系统的自然属性及人类活动对其干预作用.根据此图, 本研究首先确立了湿地生态系统服务分类体系：与生态系统存量流量相关的直接价值(包括增加生物量、固碳释氧、提供水源、补给地下水、增加底泥)、存量流量变化带来的附加影响而产生的间接价值(包括净化空气、净化水、营养物质运移、调节温湿度及提供水电)和基于人类偏好及全球性服务在局地分摊的存在价值(包括调节气候、维持生物多样性、旅游休闲+航运价值、文化教育价值).湿地生态系统包括：沼泽、湖泊、水库/坑塘、河流和滨海湿地.各自生态系统对应的服务如图 2所示.该生态系统分类体系的优势在于可以清晰地区分生态系统对人类福利的直接贡献(无直接受益者的生态物质量或存量的生态特征)和产生直接贡献的生态系统过程及功能带来的间接服务(Boyd and Banzhaf, 2007; Fisher et al., 2007; Johnston and Russell, 2011; Nahlik et al., 2012; Wong et al., 2015)及基于人类偏好的价值, 区分直接服务、间接服务和存在服务对于提供核算有效性至关重要(江波等, 2017).

2.3 湿地生态系统服务价值核算方法 2.3.1 直接价值

(1) 增加生物量：生物量是指某一时刻单位面积内实存生活的有机物质(干重)(包括生物体内所存食物的重量)总量, 通常用kg·m^-2或t·hm^-2表示.计算公式为：

(1)

式中, E_mBio表示增加生物量需要的能值(sej)；这里的R_i包括生态系统所在区域所有的可更新能值投入量(这里不考虑人工投入), 包括太阳能、潮汐能、地热能、风能、雨水化学能、河流径流势能、雨水化学能等, 为避免重复计算, MAX(R_i)= MAX(Sum(太阳能, 潮汐能, 地热能), 风能、雨水化学能、河流径流势能).其中, R_li表示当地的可更新资源, R_ii表示由于水体流动流入研究区以外的生物量对应的可更新资源量, R_oi表示由于水体流动流出研究区以外的生物量对应的可更新资源量.

(2) 固碳释氧：考虑湿地生态系统作为碳汇产生的固碳作用, 在此过程中也存在水生植物进行光合作用释放氧气的过程, 为避免重复计算及考虑数据的可得性, 仅核算固碳作用的价值.具体计算方法如下：

(2)

式中, E_mcs为湿地生态系统固碳对应的能值(sej)；C为单位面积湿地生态系统年固碳量(g·m^-2·a^-1)；S为湿地生态系统的面积(km²)；UEV_Bio为指湿地生态系统生物量的能值转化率(sej·g^-1).

(3) 提供水源：考虑湿地生态系统作为农业、工业、生活用水等水源地的作用.根据城市水资源公报, 城市供水量主要分为：蓄水量、引水量、提水量、调水量和地下水量.其中, 以水库、塘坝为水源的, 无论是自流引水或提水, 均属蓄水工程供水量；从河道中自流引水的, 无论有闸坝或无闸坝, 均属引水工程供水量；利用扬水站从河湖直接取水的, 属提水工程供水量；调水工程供水量指天然河流联系的水资源二级区之间的水量调配(不包括支流之间的水量调配).具体计算公式如下：

(3)

式中, E_msw是湿地生态系统供水对应的能值(sej)；M_i为第i类湿地生态系统供水量(m³)；ρ为水的密度(kg·m^-3)；UEV_wi为第i类水体的能值转化率(sej·g^-1).

(4) 补给地下水：考虑湿地生态系统对地下水的补给作用, 用地下水补给量来核算.具体公式如下：

(4)

式中, E_mgw表示湿地生态系统补给地下水对应的能值(sej)；R为研究区降水量(m)；ρ为水的密度(kg·m^-3)；S为研究区湿地生态系统面积(km²)；k为研究区湿地生态系统入渗系数；UEV_gw为地下水能值转化率(sej·g^-1).

(5) 增加底泥：考虑湿地生态系统底泥沉积物中营养物质的增加.具体计算公式如下：

(5)

式中, E_mns表示湿地生态系统底泥沉积物中营养物质增加对应的能值(sej)；C_i表示底泥沉积物中第i种营养物质的浓度(mg·kg^-1), 这里的营养物质浓度仅考虑不超过富营养化标准部分的浓度, 如果营养物质达到或者超过富营养化标准浓度, 则此部分服务不计算在内；G表示研究区湿地的年均含沙量(kg·m^-3)；r为淤泥量占泥沙百分比(%)；M为湿地年均径流量或蓄水量(m³)；UEV_ni为第i种营养物质的能值转化率(sej·g^-1).

2.3.2 间接服务

(1) 净化水污染物：考虑湿地生态系统对水中污染物的净化服务及水生植物吸收富营养化营养物质的作用.

① 人体健康损失量减少：由于不同水体污染物给人体健康带来的损失不同, 所以净化水体污染物价值用各种污染物给人体健康造成的损失之和计算.具体计算方法如下：

(6)

式中, E_mwp1表示因净化水体污染物减少人体健康损失对应的能值(sej)；A_i为湿地对第i种水污染物的吸收能力(kg·L^-1)；M为湿地的蓄水量或径流量(kg)；DALY_wi(DALYs同时考虑了早亡所损失的寿命年和病后失能状态下(特定的失能严重程度和失能持续时间)生存期间的失能寿命损失年.因此, DALY含义是指疾病从发生到死亡所损失的全部寿命年)第i种水污染物在Eco-indicator 99的评估框架中的影响因子, 即单位第i种水体污染物对人造成的失能生命调整年(人年·kg^-1)；τ为区域总能值/总人口(sej·人^-1).

② 生态资源损失减少量:同净化水体污染物从而减少了人体健康损失的原理一样, 用湿地生态系统净化水体污染物能力来核算生态资源损失的减少量.

(7)

式中, E_mwp2是因净化水体污染物减少生态资源损失对应的能值(sej)；A_i和M的含义与式(6)中的A_i和M一致；PDF_i表示受第i种水体污染物的影响物种潜在灭绝比例(%·m²·a·kg^-1)(PDF(%)在Eco-indicator 99的评估框架中的数据表明潜在灭绝比例如果是1, 意味着1 a内会有1 m²的所有物种消失, 或者说一年期间10 m²的范围内会有10%的物种消失)；S为水域面积(km²)；UEV_Bio为单位生物资源的能值(sej·hm^-2·a^-1), 可以用本地的荒地生物资源、农业资源、林业资源、畜牧业资源和渔业生产的能值来计算.

由于湿地生态系统净化水体污染物给人体健康和生态资源带来的效应不同, 因此, 湿地生态系统净化水体污染物的价值取二者之和.

(2) 净化大气污染物：湿地生态系统净化大气污染物的价值主要考虑湿地生态系统对SO₂、NO_x、PM₁₀(PM_2.5)等大气污染物的净化作用, 计算方法同湿地净化水污染物相同, 但需更将计算公式中的环境质量标准和水污染物浓度换成大气质量标准和大气污染物浓度.

(3) 运移营养物质：考虑湿地对营养物质, 如氮、磷、有机质等具有携带运移作用, 用河流径流中营养物质的浓度进行核算.为突出运移有机质的价值, 此处的营养物质不包含有机质.具体公式为：

(8)

式中, E_mnt表示湿地运移营养物质所需的能值(sej)；c_i表示湿地径流中第i种营养物质的浓度(mg·kg^-1), 这里的营养物质浓度仅考虑不超过富营养化标准部分的浓度, 如果营养物质达到或者超过富营养化标准浓度, 则此部分服务不计算在内；ρ表示水的密度(kg·m^-3); M表示河流年均径流量(m³); UEV_ni表示第i种营养物质的能值转化率(sej·g^-1).当不同湿地类型相连接时, 为避免重复计算, 湿地生态系统该项服务取几个湿地生态系统服务最大值；不相连接时, 取几个湿地生态系统服务之和.

(4) 调节温湿度：考虑湿地生态系统水面蒸发具有降温、增湿的作用, 从而调节局地小气候.具体计算公式如下：

(9)

式中, E_me为湿地生态系统调节局地气候对应的能值(sej)；E为研究区年均蒸发量(m)；S为研究区水体面积(km²)；ρ为水的密度(kg·m^-3); UEV_wv为水蒸气能值转化率(sej·g^-1).

(5) 提供水电：考虑湿地生态系统的发电功能, 用水电量核算.也有研究提出提供水电这种服务也可纳入直接服务中, 本研究考虑到直接服务是直接与存量流量相关的服务, 譬如提供水源这种服务就由于水这种存量的存在(化学能)提供给了该项服务；间接服务是该生态系统的目的并不是要提供这种服务, 而是因为本身带有目的性的生态过程(譬如固碳释氧)伴随产生了这种功能(譬如随着植被的蒸腾作用使携载污染物的空气中吸入的过程造成污染物在植物中/表面的吸附)；提供水电正是由于河流等湿地存在水的重力势能, 但目的并不为了发电, 而是被人利用后间接的产生提供水电的效果.具体公式如下：

(10)

式中, E_mh为提供水电对应的能值(sej)；H为研究区水力发电量(kWh)；UEV_h为水电的能值转化率(sej·kWh^-1).需要说明的有两点：①公式(10)是一种简化计算方法, 如果掌握整个区域的水电站的高程差、水量、人工投入等数据, 需要列出具体的能值计算表进行计算；②水电部分包括了大量的人类投入, 在后续的研究应该考虑对其人类服务的剥离.

2.2.3 存在价值

(1) 调节气候：根据《联合国气候变化框架公约》(UNFCCC), 气候变化主要表现为全球气候变暖、酸雨和臭氧层破坏, 其中全球气候变暖是人类最迫切的问题.同时根据(IPCC, 2013; Goedkoop and Spriensma, 2001)数据可得性, 本研究的调节气候主要考虑全球湿地生态系统作为碳汇而减少了对全球气候变化的影响, 用湿地生态系统固碳量核算.具体计算方法如下：

(11)

式中, E_mCR为湿地生态系统调节气候对应的能值(sej)；C为IPCC报告中陆地水域生态系统单位面积年均固碳量(kg·m^-2)；S为研究区湿地生态系统面积(km²)；DALY_ci为第i种含碳温室气体在Eco-indicator 99的评估框架中的影响因子, 即单位第i种温室气体对人造成的失能生命调整年(人年·kg^-1)；τ_H为区域总能值/总人口(sej·人^-1).

(2) 旅游休闲+航运价值：①旅游休闲价值考虑河流、湖泊、水库等可带来旅游休闲娱乐等价值, 由于这部分价值是基于人类偏好, 所以使用货币价值核算.具体计算公式如下：

(12)

式中, E_mt为湿地生态系统旅游休闲价值对应的能值(sej)；I_t为单位面积湿地生态系统带来的旅游收入(元·km^-2), 该值本研究是参考文献(Costanza et al., 1997)研究中全球湿地生态系统的休闲娱乐价值574 ＄·hm^-2及谢高地等研究的中国湿地的生态系统娱乐文化价值4910.9元·hm^-2, 以二者的算术平均值4837.6元·hm^-2作为湿地单位面积的休闲旅游价值(戴兴安, 2010)；S为研究区湿地生态系统面积(km²)；E_mR为当地的能值货币比(sej·元^-1).

②提供航运  考虑湿地生态系统的航运功能, 用航运里程, 年客运量、货运量等基础数据核算.但由于旅游收入中包含了交通费, 为避免重复计算, 此处仅核算提供货运价值.具体公式如下：

(13)

式中, E_mn为提供航运对应的能值(sej)；D是水体提供的航运里程(km)；M_g为航运中的年货运周转量(t·km^-1)；P_g航运中货运价格(元·t^-1·km^-1)；E_mR为研究区能值货币比(sej·元^-1).

(3) 文化教育价值:湿地生态系统的文化教育服务包括许多方面, 是由生态系统提供休闲娱乐和非商业性用途机会的功能提供, 如美学、艺术、教育和科学研究价值等.目前尚无统一的度量方法, 但有研究从研究对象所携带的信息量(Abel, 2013)或参加文化教育的人数等来核算.考虑数据的获取性, 本研究此部分价值将在后续研究中进一步完善.

3 案例区研究(Case study) 3.1 研究区概况

珠江三角洲(珠三角)城市群位于广东省中南部, 珠江下游, 是中国经济发展水平最高, 经济实力最强的地区之一.随着城市化进度加快, 城市发展呈现集群特征, 珠三角城市群的研究也得到普遍关注.珠三角地区包括9个城市, 分别是广州、深圳、珠海、佛山、肇庆、中山、江门、惠州和东莞.该地区属于亚热带气候, 终年温暖湿润, 年均降水量1500 mm以上, 水资源丰富, 集雨面积9750 km², 河网密度0.8 km·km^-2, 主要水道102条, 河长约1700 km(徐林春, 2014).因此本研究选取珠三角城市群中湿地生态系统为例进行研究.根据遥感提供的珠江三角洲土地利用类型数据, 本研究中滨海湿地生态系统服务价值未被核算.

3.2 数据来源

本研究使用的基础数据主要包括4类：①2015年珠江三角洲土地利用类型数据, 主要来源于遥感数据；②各核算方法中的实物量数据、相关系数主要来源2016年珠江三角洲9个城市及广东省统计年鉴、2015年9个城市水资源公报及相关文献(Buffam et al., 2011; Lu et al., 2009; Yang et al., 2017; 范伶俐等, 2010; 张凌等, 2009)等；③能值转化率主要来自(Brown and Ulgiati, 2016; Brown and Ulgiati, 2018; Odum, 1996; Zhang et al., 2014)等.具体见表 1.

3.3 结果与分析 3.3.1 珠江三角洲城市群湿地生态系统服务价值核算

本研究使用的能值基准为12.0×10²⁴ seJ·a^-1(Brown and Ulgiati, 2016), 引用的能值转换率做了相应的修正.由于篇幅有限, 仅以河流生态系统为例说明珠江三角洲城市群湿地生态系统服务价值核算相关过程、参数选取等, 详见表 2~3.

3.3.2 珠江三角洲城市群湿地生态系统服务价值核算结果与分析

珠江三角洲城市群2015年单位面积湿地生态系统服务能值价值见表 4和图 3, 考虑数据可得性, 仅核算了可获取数据部分的湿地生态系统服务价值.由图 3可知, 根据土地利用类型来分, 单位面积服务价值的大小顺序为：河流>湖泊>水库/坑塘>沼泽.

从表 4可以看出单位面积河流提供水电和净化水质占其单位面积总服务价值超过82%, 二者分别为69%和13%, 这和前文分析的河流的重点功能在于河流流动过程中带来的水质净化和因势能产生的水电是相一致的.对于水库/坑塘而言, 净化水质单位面积服务价值最大, 占其单位面积总价值的33%, 其次为调节温湿度, 占27%, 提供水源仅占2%.对湖泊而言, 单位面积最大的服务价值为净化水质(1.14×10¹² sej·m^-2, 约占35%), 随后为调节温湿度(25%)、调节气候(13%)、提供水源(11%)和休闲旅游价值+航运(8%)等, 提供水源的重要性也与湖泊作为汇水性湿地的特征相符合.沼泽与湖泊类似, 在净化水质与温湿度调节比例最大(39%和28%), 随后为调节气候(14%)和旅游休闲+航运价值(9%)及增加底泥(4%).说明湖泊与沼泽对于城市污染物的净化及局地小气候的调节起重要作用, 沼泽与湖泊的休闲娱乐价值占比相对于其他湿地生态系统要高, 这与现有研究中沼泽与湖泊在休闲娱乐方面具有重要价值的结论一致.

根据图 3, 按照湿地类型来分, 珠三角城市群湿地总的生态系统服务价值的大小顺序为：河流>水库>湖泊>沼泽.这和各类湿地单位面积生态系统服务价值排序的不同在于单位面积湖泊的生态系统服务价值大于水库, 而水库的总价值大于湖泊, 这说明珠三角地区水库面积对水库生态系统服务总价值的提高作用大于湖泊.具体而言, 河流生态系统服务总价值约占珠三角湿地生态系统服务价值总值的64.5%, 水库约占35%, 湖泊和沼泽所占比例甚小, 不到1%.说明在珠江三角洲地区, 河流在整个湿地生态系统服务价值构成中贡献最大, 这与该地区水量大及河网密布的特点有关.表 5为珠三角各城市2015年湿地生态系统服务价值, 江门市最大, 其次是佛山、肇庆, 这三者的湿地生态系统服务价值也较为接近.这和3个城市的河流及水库面积位于9个城市前列有关, 其中肇庆市河流面积最大, 佛山和江门市水库面积分别排名第1和第2.生态系统服务价值最小的城市为深圳, 这和深圳市河流、水库及湖泊面积都小于其他8个城市有关.

本研究基于该年当地的能值货币比将能值量换算为价值量, 并与文献中的基于货币量的单位面积湿地生态系统服务功能价值进行比较.比较结果有几个有趣的发现：①基于能值计算的单位面积湿地服务功能价值均高于经济方法计算出的价值, 这里不能理解为谁的值更大或更小就越好, 但是可以反映出能值分析将难以用经济学方法货币化的服务功能进行计算, 其反映的该类湿地单位面积潜在的价值更大(约2倍)；②比较的部分文献中还包括了更多的服务功能, 譬如杨玲等(2017)在研究中计算了削浪护岸和抵御风暴潮的服务, 且价值占比最大(25.41%).对灾害的防范是由多种因素共同造成的, 而湿地的服务占多大比例的分摊、以及造成的潜在的经济/生态损失是否都应算作服务功能的贡献可能是下一步需要进一步研究的内容.③是否对提供水电功能的纳入会对河流系统的总服务功能具有巨大改变.水电的产生包含人工和自然两部分, 而由于人工投入的巨大比例(小水电人工投入约占69%(Zhang et al., 2014), 大水电约占到90%以上), 会导致可能过高的计算了含有人工投入的湿地系统服务功能总价值量.后续的工作需要进一步研究如何将人工投入从自然服务功能中的剥离.

4 讨论(Discussions)

能值评估框架与现有经济学评估方法的不同在于：①能值方法和经济学方法分别在核算自然生态系统和基于人类偏好的服务价值上各具优势, 所以更偏向自然系统的功能(如自然生态系统的存量与流量相关的功能)更适合用能值分析方法, 更偏向于人类感受与支付意愿的功能(如旅游、景观等)更适合使用经济学方法.②能值分析方法提供了区域能值货币比作为链接能量与经济的桥梁, 一定程度上实现了生态系统服务价值核算的统一度量；③无论从贡献者的视角还是接收者视角, 都应该审视每种服务产生的上下游因素, 避免重复计算问题；④能值分析方法不仅能核算生态系统服务价值, 而且能详细剖析系统中物质能量的流动传递, 这就使得该方法能反映系统中要素间及各类服务间的相互依存关系, 从而实现生态系统服务价值核算的空间尺度转换；⑤在结果的分析、与政策的转化、与决策者的沟通上, 经济学方法仍具有天然的优势, 但也无法解决Costanza et al. (2017)提出的“计算出的服务功能价值不等于市场价值, 也不等于交易价值”的问题.所以, 能量视角与经济视角的结合可能是生态系统服务功能评估未来的方向.

湿地生态系统能值评估框架相对于森林生态系统服务价值核算框架的差别在于：①由于湿地系统相比森林系统更具复杂性, 本框架综合考虑了各类湿地生态系统在结构、生态过程、功能等方面差异性和复杂性, 如海陆作用、流量流速、循环速率及与其他生态系统的关联等, 基于此构建了湿地生态系统服务价值评估框架, 森林生态系统的子系统则相对稳定；②湿地系统相比森林系统, 人类对其的干扰与改造更强, 本框架综合考虑人类对湿地生态系统的干预, 如建水库大坝、发电航运等, 而森林生态系统则更多考虑其自然属性.本框架构建了湿地生态系统服务分类体系(直接服务、间接服务和存在服务), 提高了核算有效性；在核算方法上, 结合不同湿地生态系统的差异性, 综合考虑人类对湿地生态系统的干预, 同时结合能值和经济学方法解决了生态系统服务价值核算中统一标准、重复计算、空间尺度转换的问题.该评估方法论为精细化差异化的湿地生态系统服务价值评估及湿地生态系统差异化保护与管理提供了科学依据.

本研究也存在一定的局限性.①由于基础数据的缺乏, 使得多个子系统的个别服务价值并未完全核算, 如沼泽净化水质、调节气候的价值, 湖泊增加底泥、营养物质运移的价值等, 也有如生物多样性、文化教育价值等由于基础数据缺乏未被计算, 可能会低估湿地生态系统服务价值；②由于缺乏土地利用类型的遥感数据, 本研究仅核算了2015年珠江三角洲湿地生态系统服务价值, 使得评估结果缺乏动态变化, 因而对生态系统服务间的协同和权衡效应反应较少, 对于生态系统管理等相关决策的指导存在一定的局限性.

5 结论(Conclusions)

本研究构建了基于湿地生态系统复杂性和差异性的湿地生态系统服务价值核算方法, 并以珠江三角洲城市群为例核算了河流、湖泊、沼泽和水库的生态系统服务价值.研究结果表明, 就总的生态系统服务价值而言, 河流最大, 水库其次.就单位面积湿地生态系统服务价值而言, 珠江三角洲城市群河流最大, 河流中各类服务价值又以提供水电价值和净化水质占比最大, 二者合计约占河流单位面积服务价值的82%, 这和前文识别河流的重点功能在于水体、营养物质的运移与携载及在此过程中因水的势能产生的水电是一致的；湖泊、沼泽和水库则都以净化水质最大.具体地, 提供水电价值占河流和湿地生态系统服务单位面积价值的比例最大, 分别为69%和39%, 这可能和计算提供水电服务价值时使用的能值转化率包含人工投入部分, 比如水泥、机械等, 而不是仅包含自然投入即水的势能有关, 因为水电是水的势能和人工投入共同作用的结果, 如果仅靠水的势能并不能产生可供人类使用的水电.其中人工投入和自然投入分别占61%和39% (Zhang et al., 2014).

总的说来, 本研究为评估湿地生态系统服务价值提供了新的方法与思路, 在未来研究中需结合多渠道动态监测数据将湿地生态系统服务价值评估精细化动态化, 从而不仅能核算服务价值, 且能探索不同生态系统之间、不同服务之间的协调权衡效应, 使生态系统保护管理措施同时兼顾整体效益和个体特征.