我國主要海域海水養殖碳匯能力評估及其影響效應
——基于我國9個沿海省份面板數據

邵桂蘭,劉 冰,李 晨,2,*

1 中國海洋大學經濟學院,青島 266100 2 中國海洋大學海洋發展研究院,青島 266100

國際上對碳循環和碳平衡問題的重視起源于1997年在日本京都簽訂的《京都議定書》[1]。作為地球生態系統中最大的碳庫,海洋生態系統每年從大氣中吸收CO2占全球排放量的20%—35%,海洋的固碳能力和效率遠遠大于其他生態系統,海洋碳庫固定的碳是大氣的50倍,是陸地生態系統的20倍[2]。碳匯與固碳的說法有區別也有聯系。二者都是指生物通過自身生命活動降低大氣中溫室氣體含量的機制,碳匯指“從大氣中移走二氧化碳和甲烷等導致溫室效應的氣體、氣溶膠或它們初期形式的任何過程、活動和機制”,而固碳是生物把溫室氣體轉化為有機碳封存起來,生物固定下來的有機碳可以通過呼吸作用形成 CO2返回到大氣中去,因此可能對緩解溫室效應并沒有貢獻。例如在20世紀70年代前,“森林生態系統是全球最大光合作用體”的觀點被普遍認同,然而很多研究證明,森林生態系統因人為開墾、砍伐等破壞從碳匯轉變為碳源[3- 6],加劇了溫室效應問題。因此固碳僅僅注重將CO2固定下來的過程,但未必能夠實現儲碳,“凈固碳量”才是研究的重點,也即需要測算的碳匯量[7]。海洋碳匯是指海洋生態系統吸收溫室氣體,降低大氣中CO2濃度的過程和機制,主要手段分為“物理泵”和“生物泵”,“物理泵”是大氣中的CO2直接通過海表面被吸收,進而輸送至深海的水動力碳匯過程；“生物泵”則是通過光合作用或食物鏈傳遞有機碳,最終被人類收獲利用或隨生物死亡沉積[8]。“碳匯漁業”的概念最早由唐啟升院士于2010年提出并沿用至今,將“利用水域中動植物的碳匯功能,吸收并儲存水體中的CO2,通過對水生生物產品的收獲,將碳轉移出水體以緩解水體酸化和氣候變暖的漁業活動過程”稱為“漁業碳匯”[9]。

我國碳匯漁業起步較晚,為了發掘我國碳匯養殖業發展潛力,不少學者對我國海水養殖業的碳匯能力進行了詳細的研究。貝藻類養殖碳匯的巨大潛力首先由中國水產科學研究院黃海水產研究所唐啟升院士在2004年實施973計劃海洋生態系統動力學項目的過程中發現,并率領團隊開創了我國海水養殖漁業固碳儲碳作用研究[10- 11]。權偉等(2014)通過研究浙江省近海貝類養殖碳匯強度,肯定了貝類漁業養殖對養殖海區和鄰近海域的碳循環的重要影響[12],董雙林等(2011)也提出濾食性貝類養殖是實現水產養殖產業總體走上高效低碳道路的結構性保障[13]。郭成秀等(2010)對東營市生態漁業模式的貝類養殖進行了研究,計算得出東營市2005—2010年五年來碳匯的經濟價值為3997.5萬美元[14]。齊占會等(2012)選取貝類中的牡蠣、蛤、貽貝、扇貝和藻類中的江蘺、紫菜、海帶,通過查閱文獻、搜集資料等確定了不同貝藻類海產品的碳匯系數,在此基礎上建立了“碳匯量-碳匯系數-產量”之間的關系,對廣東省海水養殖貝藻類的碳匯能力進行綜合評估,證實貝藻養殖碳匯漁業巨大的經濟價值和生態價值[15]。紀建悅和王萍萍(2015)也使用相同的碳匯能力估計方法對我國海水養殖貝藻類的碳匯能力進行評測,基于貝藻類主要品種的產量和碳匯系數得到全國貝藻類的逐年碳匯量,干濕分離地比較了我國貝藻類碳匯的能力和效率,并從產量因素和結構因素的角度出發,使用修正的Laspeyres指數分解法分析影響我國貝藻類養殖碳匯能力的主要因素,肯定了產量因素在貝藻養殖碳匯的關鍵性作用[16]。馬述忠和陳穎(2010)將進出口貿易中的碳排放差異主要歸結為三個效應：技術效應、結構效應和規模效應,將貿易碳排放化為這3個效應的乘積形式,考察技術效應、結構效應和規模效應對貿易碳排放的影響,這種方法可以同樣用于碳匯能力的因素分析[17]。

展望碳匯養殖業發展前景,本文嘗試通過統計學和經濟學方法建立海水養殖碳匯能力的測算模型,研究框架如圖1。以《中國漁業年鑒》中沿海地區各省份的海水養殖產量為數據依據[18],以水產品通過漁業收獲將自身所含碳量轉移的過程作為測算的基本出發點,選取貝類、藻類中產量最高或碳匯能力較顯著的品種,研讀各類文獻得到所選取海產品品種的干、濕重含碳系數,結合產量數據得到我國沿海各省份不同生物品種的海水養殖碳匯量。進一步利用9個沿海省份的海水養殖業的養殖結構和產量數據得到各省份的碳匯總量和碳匯轉化比,劃分沿海省份所屬海域,從地區和生物品種兩個角度比較我國渤海、黃海、東海、南海海域海水養殖的碳匯能力和碳匯轉化比,最后從海水養殖碳匯的結構效應和規模效應的角度出發,找出影響我國沿海地區碳匯潛力的主要因素,并對我國海水養殖碳匯潛力進行綜合評價。

圖1 研究框架Fig.1 Research framework

1 我國沿海地區海水養殖碳匯能力測算

“碳匯漁業”要求改變海洋中生物自然吸收溫室氣體的情形,促進并增加其吸收溫室氣體的速度和數量,然后通過水產品收獲過程把轉換所得的碳移出水體[19]。按品種分類,我國海水養殖主要包含魚類、貝類、藻類、甲殼類和其他類,其中魚類、貝類、藻類和甲殼類占我國海水養殖總量的95%以上,但在研究漁業碳匯問題時首先應確定的問題即漁業生產是否滿足溫室氣體的“凈吸收量”為正,貝類和藻類養殖均屬于此類。而魚類和甲殼類等的生產過程須投入餌料,其碳平衡公式為C=F+R+U+P,即魚類和甲殼類生物攝取的總碳量除了轉化為生物體內用于生長的碳量外,還會通過呼吸作用和排泄消耗,剩余碳量則以糞便形式排出體外[20- 21]。投入餌料這一過程向水中輸入碳,水產品收獲則將部分碳移出水體,向水體輸入的碳量>其移出碳量,因此海水養殖漁業碳匯主要來源于貝藻類碳匯,魚類和甲殼類不屬于碳匯漁業的探討范疇,本文只討論貝類碳匯和藻類碳匯。

在此基礎上,進一步對貝類和藻類下細分的海產品品種進行選取,在同類海產品自身固碳率差別不大的前提假設下,仍然以產量為選擇標準,選擇貝藻類海洋生物中養殖產量最大的品種。

1.1 貝藻類海產品碳匯能力測算模型

碳匯養殖在我國仍屬于新興的生態漁業產業,海洋類碳匯能力測算方法尚不完善,森林碳匯起步早、發展快、成熟度高,但常用的蓄積量、生物量清單法等都針對樹木碳匯量計算較為精準[22],海洋類碳匯需要建立適用于海洋生物的計量體系。本文采用物質量評估方法,基于海洋生物“碳匯系數-產量-碳匯量”之間的關系,根據物種的特異性計算不同地區海水養殖海產品的碳匯能力[9,23- 25],貝藻類海產品計算步驟如表1。

表1 貝藻類海產品碳匯量測算方法

需要說明的是,表1中的碳匯系數指的是生物碳匯量占該生物總重的比例,有干重與濕重之分。翻閱參考文獻,本文的貝類和藻類的碳匯系數是干重碳匯系數,依據貝藻類海洋生物固碳量研究資料,整理張繼紅、唐啟升、盧振彬、柯愛英等的文獻得到各類海產品碳匯能力測算參數如表2、表3[9,23- 25]。

表2 藻類主要海產品碳匯測算參數

表3 貝類海產品碳匯測算參數

1.2 我國沿海地區各類海產品碳匯量測算

碳匯轉化比是衡量某地區碳匯能力的重要依據,本文的海水養殖碳匯轉化比定義為該地區海水養殖產量轉化為碳匯的能力,即海水養殖碳匯量與總產量的比值。某地區的碳匯轉化比是該地區海水養殖業碳匯技術和養殖結構的綜合體現。

海水養殖過程中,分離碳、固碳、回收碳的手段越豐富、技術越發達,則流失的碳越少、碳匯轉化比和能力越高。例如廣東省陽江市海洋生物固碳養殖場通過優化養殖立體空間、分層養殖的手段,表層為生態浮床原位修復,中層進行魚蝦水產品養殖,底層養殖貝藻類,不僅節省養殖空間,還能提升水產品質量產量,具有節水、節能、低碳、環保多樣性功能。結構效應是指各沿海省份的海水養殖產業所偏向的生物類別不同,碳匯漁業養殖的貝類生物和藻類生物比例有所差異,而不同類海產品的碳匯轉化比一般也有明顯差距,不同的養殖結構也會很大程度上影響該地區的碳匯轉化比。

根據貝藻類海產品碳匯能力測算方法和2008—2015年《中國漁業統計年鑒》的分地區海水養殖數據,可以計算得到我國沿海省份逐年海水養殖海產品碳匯總量如表4。

表4 2008—2015年沿海各省份海水養殖碳匯能力測算數據

需要說明的是,以上數據均不包括臺灣省和港澳地區。上海市和天津市雖然在我國漁業統計年鑒的沿海省市中,但貝藻類海水養殖產量統計數據為0,直轄市養殖規模很小,與省份比較得到的結論可能有較大誤差,因此在本文的研究中將上海市和天津市剔除,僅保留省份數據。將表2、表3的碳匯系數和表4的碳匯能力數據聯系起來,可以得出一些有用的結論。

①從海水養殖品種的碳匯轉化效率來看,貝、藻類海水養殖海產品之間有較為顯著的差別,但同類不同品種之間差別不大。將所有品種的碳匯參數核算為濕重碳匯系數后,貝、藻類生物碳匯轉化平均效率為9.72%和5.55%。造成海水養殖種類碳匯轉化效率差距的原因有很多,最主要和直接的原因是貝藻類海洋生物結構不同。藻類屬于水生植物,藻類含水率遠遠大于貝類,即干重比很低,因此含碳率也較低；貝類屬軟體動物門,雖然軟體組織含水率也較高,但一般占不到貝類生物總重量比的10%,貝殼部分的干重比高、總重量比大、含碳率高導致貝類生物的碳匯轉化效率顯著高于藻類[26- 28]。

②從海水養殖品種的碳匯總量來看,貝類養殖的碳匯總量比藻類碳匯大一個數量級,全國總計貝類年碳匯量達到130萬噸以上,對我國碳匯養殖業貢獻最大；根據品種碳匯轉化效率的分析,貝類碳匯轉化效率顯著高于藻類。貝類的巨大海水養殖量和高碳匯轉化比直接導致貝類養殖業成為我國海水養殖業碳匯能力最強、潛力最大的產業。

③從不同地區的碳匯轉化比來看,我國海水養殖業平均碳匯轉化比在9.2%左右,不同地區的碳匯轉化比一般分布于9%—10%之間。平均來看,全國海水養殖藻類碳匯量占海水養殖碳匯總量的10%以下,但碳匯轉化比最低的海南省藻類碳匯量占全省海水養殖碳匯量的37%,廣西省和河北省碳匯轉化比最高,均達到9.7216%,原因是二者藻類海水養殖規模極小,藻類產量統計為0,所有碳匯均來自于貝類。顯然選擇養殖碳匯轉化比高的貝類能夠有效提升地區的碳匯轉化比,而養殖結構偏向于藻類則會降低碳匯轉化比。

④不同地區的碳匯總量是地區海水養殖碳匯能力的主要評價標準。2015年我國海水養殖碳匯總量達到143萬噸以上,其中山東、福建、廣東、遼寧的海水養殖業年碳匯量達到20萬噸以上,是我國海水養殖碳匯能力貢獻最大的四個沿海省份。

2 我國主要海域海水養殖碳匯能力區域差異和影響因素分析

圖2 我國沿海省份2008—2015年碳匯量箱形圖Fig.2 The box-plot of carbon sinks for coastal provinces in China

要對我國主要海域海水養殖碳匯能力的區域差異進行分析,先以年為單位,通過箱形圖如圖2觀察沿海省份碳匯養殖業碳匯量的時間變化趨勢和同年內地域差異,可以同時得到碳匯量時空兩方面信息。在時間角度,我國沿海各省份年均碳匯量逐年遞增,且增長速度穩定沒有陡增陡減,但碳匯能力不同的省份增長速度也不同。箱形圖的上邊緣和上四分位點表示碳匯量較高的省份,其增長速度較快,而圖中的下邊緣和下四分位點代表的碳匯量越低的省份增長速度則越緩慢。從空間角度,碳匯量最低的省份和最高的省份相差一個數量級,箱形圖的上下邊緣距離越來越大。如上所述,碳匯能力不同的地區增長速度也不同,差距逐年增大。

2.1 我國主要海域海水養殖碳匯能力差異分析

我國地處太平洋西岸,海岸線長達3.2萬km,居世界第四,自北向南毗鄰渤海、黃海、東海、南海[29]。為了將所研究的9個沿海省份按照具有海水養殖業特征的方法劃分為幾個區域,以不同省份毗鄰的主要海域為劃分依據,將我國9個主要沿海省份劃分為渤海、黃海、東海、南海四類。需要說明的是,其中遼寧、山東都同時和渤海、黃海相鄰,根據《2016山東漁業統計年鑒》海水養殖水產品產量顯示,山東海水養殖主要貢獻城市為青島、煙臺、日照、威海,其中青島、日照、威海位于黃海沿岸,海水養殖總產量占全省55%以上,而遼寧省海水養殖主要貢獻城市葫蘆島和大連位于渤海灣附近,與渤海相鄰,因此遼寧和山東海水養殖依賴的主要海域分別是渤海和黃海,分屬渤海、黃海兩個海域。

根據我國主要海域劃分沿海省份后,將各沿海省份海水養殖能力測算結果計入所屬海域[30],海水養殖碳匯能力的區域差異分析則會轉化為我國主要海域海水養殖的碳匯能力差異分析問題,因篇幅有限表5僅隔年列出我國2008—2015年主要海域海水養殖的碳匯能力測算結果,我國主要海域海水養殖業碳匯總量和碳匯轉化比的時間變化趨勢由圖3和圖4顯示。

表5 2008—2015年主要海域海水養殖業碳匯數據

圖3 2008—2015年我國主要海域海水養殖業碳匯總量 Fig.3 The total amount of carbon sinks in mariculture of main sea areas in China from 2008 to 2015

圖4 2008—2015年我國主要海域海水養殖業碳匯轉化比 Fig.4 The efficiency of carbon sinks in mariculture of main sea areas in China from 2008 to 2015

由表5、圖3和圖4可以得到我國主要海域海水養殖碳匯功能的時空分異規律[31]。

①表5中的數據在歷年數據中具有代表性,四個海域海水養殖業碳匯總量為黃海>東海>渤海、南海,碳匯轉化比為南海>渤海>黃海>東海。黃海的貝類碳匯量顯著大于其他海域[32],而貝類碳匯量的排序幾乎可以反映碳匯總量的排序,因此可以推測各海域碳匯養殖業的支柱產業是貝類碳匯養殖業。

在碳匯轉化比層面,南海較其他海域高出一個百分點。我國改革開放后引進先進的碳匯養殖技術,并在山東、浙江、福建等多個省份建立試驗點推廣貝藻復合、多營養層級的生態養殖技術、海藻礁和海草場為主的生態修復和資源增殖技術等[33],構建了諸多技術交流平臺促進海水養殖業碳匯的技術信息共享,各沿海省份的碳匯技術應當相差不大。

②圖3顯示我國各主要海域的海水養殖業碳匯總量呈穩定上升趨勢,2012年以前海水養殖碳匯總量黃海最高,渤海最低,但2012年后渤海海水養殖業碳匯量超過南海,在此之后始終維持穩定態勢。可以看出南海海水養殖業碳匯量上升緩慢,黃海海水養殖碳匯能力上升速度較快,在所有海域中碳匯能力保持領先且差距逐年增大。

圖4中各海域碳匯轉化比的時間變化趨勢有明顯區別。位置相近的渤海和黃海碳匯轉化比變化不明顯,均值始終在9.2%附近浮動,最高的南海碳匯轉化比稍有下降,均值在9.75%附近浮動,而最低的東海碳匯轉化比從2008至2015年有顯著下降。需要注意的是,碳匯轉化比最主要的影響因素為不同類海洋生物的養殖結構,東海藻類養殖比例逐年增大,但藻類除了碳匯功能外,還有改善水質、提供水體中的氧氣和水生動物必要的生存環境的作用[34],偏向藻類的養殖結構雖然使得碳匯轉化比有所降低,但其對環境的正外部性效應仍是不容忽視的。

2.2 基于LMDI的海水養殖碳匯能力影響因素分析

本文采用對數平均迪氏指數法(Logarithmic Mean Divisia Index, LMDI)來分析海水養殖碳匯能力的影響因素[35- 36],計算碳匯強度的基本公式為

對上式利用LMDI法的加法形式分解公式有

=ΔCCE+ΔCSTE+ΔCSCE

式中ΔCCE、ΔCSTE、ΔCSCE分別代表在外在條件不變的情況下,碳匯系數效應、結構效應和規模效應的變動對海水養殖業碳匯能力變動的絕對貢獻值,LMDI分解結果如下：

考慮到碳匯系數效應、結構效應、規模效應以及最終碳匯能力的量綱有所差異,比較不同效應對碳匯能力的貢獻率比絕對貢獻值更有意義,利用LDMI乘法分解得到最終結果如下。其中rateCE、rateSTE、rateSCE分別表示碳匯系數效應、結構效應、規模效應每變動一單位,海水養殖碳匯能力變動的比率[37- 39]。

本文選取的時間間隔為一年,即計算第T年的結果時,基期取T- 1期,利用所得碳匯數據帶入上式計算,可以得到2009—2015年全國以及各沿海省份海水養殖的碳匯系數效應、結構效應和規模效應,為了展現各效應的時空規律,表6列出2009—2015年我國主要海域海水養殖碳匯的分解效應,表7為2009—2015年全國海水養殖碳匯總量的分解效應。

從動態變化來看,規模效應對我國海水養殖碳匯始終起到積極作用,但結構效應在2011年和2013年小于1,即2011、2013年我國海水養殖的養殖結構比2010、2012年的養殖結構碳匯轉化比低,偏向于養殖更多藻類而非貝類品種,因此對當年的碳匯量具有負向作用。規模效應雖然每年穩步提升,但絕對值一般不超過1.06,海水養殖業碳匯的綜合效應峰值年份為2012和2014年,它們的共性是前一年均為碳匯綜合效應提升的低谷年,在此后的一年碳匯養殖業有顯著提升,且這兩年的結構效應也取到了最大值。可以說,提升海水養殖規模是我國海水養殖碳匯提升的保障,但在此基礎上,優化海水養殖結構能夠使我國海水養殖碳匯能力得到進一步升華。表7反映的是我國海水養殖碳匯不同海域的靜態差異,得到的結論與動態變化相似,由于不同海域的海水養殖規模一般均呈穩步提升態勢,規模效應恒大于0,其增長速度有一定程度差別,結構效應相較更不穩定,不同海域綜合效應的結果很大程度上取決于當年養殖結構的改變。

各海域地綜合效應均大于1,但渤海和東海的結構效應總體小于1,這也是導致渤海和東海海域海水養殖業碳匯能力綜合效應低于黃海、南海的主要原因。所有海域在研究期內規模效應均大于1,碳匯結構效應小于1時,對綜合效應的負面影響很大。碳匯結構效應較低的海域也是當年綜合效應較低的海域,這也印證了不同海域碳匯能力的提升依賴于海水養殖結構的優化。

表6 2009—2015年我國主要海域海水養殖碳匯的分解效應

表7 2009—2015年全國海水養殖碳匯的分解效應

綜合來說,我國海水養殖碳匯的規模效應始終大于1,說明我國海水養殖總量逐年提升,規模效應為我國碳匯養殖業提供持續穩定的續航力。其次,我國海水碳匯養殖的養殖結構的影響有正有負,但結構效應較低通常決定了其碳匯綜合效應也較低,此時結構效應帶來的影響起主導作用。規模效應的作用穩定,是我國海水碳匯養殖業穩定發展的基本保障,結構效應的作用不穩健但更顯著,為我國海水養殖碳匯能力的進一步提升提供支撐。

3 結論

伴隨著經濟的快速增長,我國已經成為世界第一碳排放大國,而海洋作為全球最大的碳庫和氣候調節器,其碳匯能力的估算成為應對氣候變化的重要環節[40]。為估計不同海域碳匯能力,本文研究重點有二：其一是漁業收獲后海產品將自身所含碳量轉移從而形成碳匯的過程。以海水養殖海產品的收獲量和研讀文獻的含碳系數為碳匯能力測算的依據,選取貝藻類產量最高或碳匯能力較顯著的品種,利用“碳匯量-碳匯系數-海水養殖產量”的關系估算不同海域的碳匯能力,分析其時空分異規律。其二是利用LMDI模型將碳匯能力變動的綜合效應分解為結構效應和規模效應,從而得到不同海域碳匯能力的主要影響因素。通過分析得到以下結論。

①2008年以來,我國海水養殖業碳匯總量始終在105萬噸以上,各沿海省份碳匯轉化比和碳匯能力逐年提升,說明我國海水養殖業的碳匯能力巨大不容忽視,從碳匯角度進行海水養殖漁業發展戰略制定和海洋生態文明建設是必要的。

②貝類養殖能夠大幅提升碳匯轉化比,因此在四大海域中養殖結構最優的南海海域碳匯轉化比最高、東海最低,渤海、黃海沿岸海水養殖業碳匯轉化比相差不大。從時間維度,南海海水養殖業碳匯轉化比基本維穩,東海由于其養殖結構偏向藻類,碳匯轉化比呈顯著下降趨勢,渤海和黃海波動不大。各海域碳匯能力逐年升高,其中2012年以前黃海最高、渤海最低,2012年后南海最低,且差距逐年增大。

③LMDI方法比較養殖結構效應和規模效應對我國海水養殖業碳匯能力的影響發現,各海域規模效應始終為正,說明各海域海水養殖產量逐年遞增,因而對碳匯能力發展具有促進作用；各海域的結構效應有正有負,對海水養殖業碳匯能力的影響也較強,但在某些年份的養殖結構變動會對碳匯起到抑制作用,即結構效應的影響更顯著但作用不穩定。

基于上述結論,我國海水養殖漁業碳匯能力的提升離不開海水養殖結構的優化,偏向于養殖含碳率高的貝類能夠大大提升海水養殖碳匯轉化比,穩定現有海水養殖規模,在技術層面進一步開發節約能源、節省養殖空間的海水養殖技術,渤海、黃海、東海、南海四大海域建立海洋生態示范區,并在海洋生態示范區應用碳匯價值評估體系核算碳匯價值,不斷調整評估細節直至完善。作為碳匯量最低且上升速度最慢的海域,南海海水養殖業的碳匯能力有待進一步開發,但因緯度較低,應在考慮其亞熱帶季風性氣候等特殊天然條件下大量引進立體化養殖技術,充分利用資源空間,擴大規模效應的影響以穩定其海水養殖業碳匯能力。東海雖碳匯轉化比最低,藻類養殖比例最高,但其結構效應在大多數年份大于1,即其養殖結構不斷優化,碳匯養殖業仍有很大發展潛力。

我國碳匯漁業發展任重道遠,本研究在碳匯能力影響因素分解階段使用LMDI方法,考慮到影響碳匯能力的結構效應和規模效應,但碳匯系數效應在不同海域、不同品種下實際上有些許差別,影響碳匯系數的可能有技術、品種分類等因素,考慮不同海域的技術影響和品種細分能夠使碳匯能力影響因素分解結果進一步完善。除了對碳匯價值評估體系的建立外,海水養殖碳匯的產權制度安排和碳匯交易平臺設計都是碳匯漁業發展的重要組成部分[41- 42],從碳匯正外部性和生態服務價值出發,保障漁戶、漁民合作社和海水養殖組織企業的利益才能發揮我國海水養殖業巨大的碳匯潛力。