面向生態效益評估的生態系統生產總值GEP核算研究
——以青海省為例

宋昌素,歐陽志云,*

1 中國科學院生態環境研究中,心城市與區域生態國家重點實驗室, 北京 100085 2 中國科學院大學, 北京 100049

長期以來,人類在經濟社會發展中過分追求經濟效益和社會效益,造成嚴重的自然環境污染、生態系統退化和資源過度消耗等問題[1-3]。早在二十世紀八十年代,就有中國學者在國際上首先提出“人類社會與其賴以發展的生態環境構成經濟-社會-自然復合生態系統”[4]。也是從那時候,生態效益成為科學家和社會關注和重視的問題[5],對森林生態效益的關注和研究成為重點[6-7]。后來隨著國外生態系統服務功能[8-9]概念的引入,人們對生態效益的關注有所下降。但是,生態效益仍然是一個在政策制定中較多使用且被社會大眾所理解和熟知的概念。自黨的十八大以來,國家明確要求將生態效益納入考核指標體系。黨的十八大報告提出：“要把資源消耗、環境損害、生態效益納入經濟社會發展評價體系,建立體現生態文明要求的目標體系、考核辦法、獎懲機制”。習近平總書記關于“綠水青山就是金山銀山”的科學論斷表明以綠水青山為代表的高質量森林、草地、濕地等生態資產,為人們的生活生產提供了必需生態產品與服務,產生巨大的生態效益,生態效益可以轉化為經濟效益。生態效益成為我國政治生活的高頻詞匯,引起學者和社會各界的廣泛關注。

社會經濟效益是指在進行社會活動后,社會經濟各項經濟指標的綜合變化狀況,可以根據社會經濟系統的產值進行評價和計算。而由于生態效益的復雜性,目前關于生態效益的評價范圍、指標、內容和方法尚未形成統一的標準,不同研究對生態效益的關注點差異較大[10-11],對重要生態工程和大型建設工程生態效益的評價是研究的重點問題之一[12-14]。人們對生態效益的研究從特定生態系統、特定某幾項生態效益的評估逐步發展到多種生態系統和多項生態系統服務尺度,但是這些研究仍然存在的評價指標不統一、方法不一致等問題,使不同研究之間評價結果差異較大,很難進行比較[15]。2013年中國科學家首次提出生態系統生產總值(Gross Ecosystem Product, GEP)的概念,將其定義為“生態系統為人類福祉和經濟社會可持續發展提供的最終產品與服務價值的總和”[16]。中央和地方各級政府高度重視GEP的核算研究與實踐應用,廣大中國學者依托各類研究課題在全國[17]、省域[18]、市域[19]、縣域[20]尺度上對森林、草地、濕地等不同生態系統類型開展了大量的GEP試點核算和實踐研究,試圖為生態保護成效評估、政府績效考核、生態補償標準確立提供理論依據[21]。

作為江河源區,青海省生態資產豐富[22],產生巨大的生態效益,對維持當地、下游、全國乃至東亞地區的生態安全發揮重要作用,中央政府高度重視青海省的生態文明建設進程,開展一系列生態恢復和保護工程。青海省經濟發展以畜牧業和農業為主,經濟發展水平落后,屬于經濟發展的貧困區,又要承擔巨大的機會成本保護生態系統,卻無法因此獲益。開展生態效益評估可以為青海省將生態效益納入經濟社會發展體系提供參考,可以用于評估生態保護政策效益,還可以用于市場化、多元化生態補償機制的建立和經濟效益的轉化。本文提出面向生態效益評估的GEP核算框架,建立指標體系和技術方法。以青海省為例,基于該框架、指標和方法,開展GEP核算研究,以期為青海省和其他地區開展生態效益評估提供借鑒。

1 研究區域

青海省位于中國西部,世界屋脊“青藏高原”的東北部,是聯結西藏、新疆與內地的紐帶,是中國青藏高原上的重要省份之一。青海全省地貌復雜多樣,五分之四以上的地區為高原；生態系統格局復雜,以草地生態系統為主。作為長江、黃河、瀾滄江三大河的發源地,青海省生態區位重要,向當地和下游提供了重要的水源涵養、洪水調蓄、土壤保持、防風固沙等生態系統服務,產生巨大的生態效益。

圖1 青海省生態系統格局分布Fig.1 Ecosystem patterns of Qinghai Province

2 研究方法

2.1 數據來源

本研究采用的生態系統格局數據來源于中國生態系統評估與生態安全數據庫[23]；統計數據、監測數據來自青海省統計局[24-25]、水利廳[26-27]、生態環境廳[28-29]和氣象局；核算參數參照相關資料、文獻[30-37]。

2.2 研究方法

2.2.1核算框架

生態資產是指在一定時間、空間范圍內和技術經濟條件下可以給人們帶來效益的生態系統,包括森林、灌叢、草地、濕地、荒漠等自然生態系統,農田、城鎮綠地等以自然生態過程為基礎的人工生態系統,以及野生動植物資源[22]。生態資產產生和提供生態系統服務,主要包括物質服務、調節服務、文化服務和支持服務四大類[9]。人類從自然生態系統獲得的利益是生態系統服務表達和發揮作用,產生生態效益。GEP是生態系統生產總值,指一定區域在一定時間內,生態系統為人類福祉和經濟社會可持續發展提供的最終產品與服務價值的總和,可以反映一個地區的生態效益。因此,開展面向生態效益評估的GEP核算研究可以用來評估生態效益,推動生態效益納入經濟社會評價體系,提高決策者對生態保護的重視程度,以便將生態系統對人類福祉的貢獻納入政策制定與實施(圖2)。

圖2 面向生態效益評估的GEP核算框架Fig.2 Framework of GEP accounting for ecological benefits assessment

2.2.2核算指標體系

根據國際學術界普遍認可的產品提供、調節服務、文化服務和支持服務四類分類法[9]和IPBES最新分類法[38],生態物質產品和文化服務產品的價值已經在市場交易中得到實現,并體現在地區生產總值GDP中；根據生態效益內涵[15]和GEP核算思路[16],因此本文面向生態效益評估的青海省GEP核算主要核算青海省的調節服務產品價值。本研究根據青海省生態系統特點和生態區位特征及前人研究[39],建立了包括水源涵養、洪水調蓄、土壤保持、水體凈化、空氣凈化、防風固沙、碳固定等7個指標在內的青海省生態系統生產總值GEP核算指標體系(表1)。

表1 面向生態效益評估的青海省GEP核算指標體系

2.2.3核算方法

(1)水源涵養

功能量：水源涵養量為本地用水量和凈出境水量之和。評估方法如下：

Qwr=Qli+Qla+Qld+Qle+ (Qlw-Qew)

式中,Qwr為水源涵養量(m3/a)；Qli為當地工業用水量(m3/a)；Qla為當地農業用水量(m3/a)；Qld為當地城鎮居民生活用水量(m3/a)；Qle為當地生態環境用水量(m3/a)；Qlw為出境水量(m3/a)；Qew為入境水量(m3/a)。

價值量：運用市場價值法,以工業、農業和居民生活用水的水價為單價核算水源涵養價值。核算方法如下：

式中,Vwr為水源涵養價值(CNY/a)；Pli為當地工業用水水價(CNY/m3)；Pla為當地農業用水水價(CNY/m3)；Pld為當地城鎮居民生活用水水價(CNY/m3)；Ple為當地生態環境用水水價(CNY/m3)；Qji為j流域工業用水量(m3/a)；Pji為j流域工業水價(CNY/m3)；Qja為j流域農業用水量(m3/a)；Pja為j流域農業水價(CNY/m3)；Qjd為j流域居民生活用水量(m3/a)；Pjd為j流域居民生活用水價格(CNY/m3)；j為流域類型,j=1, 2, 3。

(2)洪水調蓄

功能量：本研究建立相關模型,分別評估大暴雨條件下森林、草地等植被和湖泊、水庫、沼澤等濕地生態系統蓄積的水流量[35],為洪水調蓄的功能量。評估方法如下：

Qfm=Qvfm+Qlfm+Qsfm+Qrfm

Qlfm=Ph×Sl

Qsfm=Ph×Ss

Qrfm=Ph×Sr

式中：Qfm為洪水調蓄量(m3/a)；Qvfm為植被洪水調蓄量(m3/a)；Qlfm為湖泊洪水調蓄量(m3/a)；Qsfm為沼澤洪水調蓄量(m3/a)；Qrfm為水庫洪水調蓄量(m3/a)；Ph為青海省大暴雨產流降雨量(mm)；Rfi為第i種自然植被生態系統的地表徑流量(mm)；Siv為第i種自然植被生態系統的面積(km2)；i為自然植被生態系統類型,i=1, 2, …, n；n為自然植被生態系統類型數量,無量綱；Sl為湖泊生態系統的面積(km2)；Ss為沼澤生態系統的面積(km2)；Sr為水庫的面積(km2)。

價值量：本研究采用替代成本法,運用汛期單位水量的平均洪澇災害經濟損失作為單價,評估洪水調蓄的價值量。核算方法如下：

Vfm=Qfm×Cfd

式中：Vfm為洪水調蓄價值(CNY/a)；Cfd為單位水量的平均洪澇災害經濟損失(CNY/m3)。

(3)土壤保持

功能量：本研究根據修正后的土壤流失方程(RUSLE)和InVEST模型[36],評估土壤保持量為潛在的土壤侵蝕量與當前生態系統保護下發生的實際土壤侵蝕量的差值,減少泥沙淤積量和減少面源污染的量為土壤保持量乘以相應的泥沙淤積系數和氮、磷擴散系數。評估方法如下：

Qsr=R×K×LS×(1-C×P)

Qsd=Qsr×λ

QrN=Qsr×λ×cN×dN

QrP=Qsr×λ×cP×dP

式中：Qsr為土壤保持量(t/a)；Qsd為減少泥沙淤積量(t/a)；QrN為減少氮面源污染量(t/a)；QrP為減少磷面源污染量(t/a)；R為降雨侵蝕力因子(MJmm/hm2ha)；K為土壤可蝕性因子(t·h/MJ·mm)；LS為坡長坡度影響的地形因子,無量綱；C為植被覆蓋因子,無量綱；P為工程控制措施因子,無量綱；λ為泥沙轉移淤積系數(%)；cN為土壤中氮含量(%)；dN為土壤中氮向水中擴散的擴散率(%)；cP為土壤中磷含量(%)；dP為土壤中磷向水中擴散的擴散率(%)。

價值量：運用替代成本法,根據水庫清淤工程的成本得到減少泥沙淤積的價值；運用替代成本法,根據污染物處理成本得到減少面源污染的價值。核算方法如下：

Vsr=Vsd+VrN+VrP

Vsd=Qsd/ρ×Csd

VrN=QrN×CtN

VrP=QrP×CtP

式中：Vsr為土壤保持價值(CNY/a)；Vsd為減少泥沙淤積價值(CNY/a)；VrN為減少氮面源污染的價值(CNY/a)；VrP為減少磷面源污染的價值(CNY/a)；ρ為土壤容重(t/m3)；Csd為清淤工程成本單價(CNY/m3)；CtN為氮面源污染治理成本單價(CNY/t)；CtP為磷面源污染治理成本單價(CNY/t)。

(4)水質凈化

功能量：根據核算區水體質量情況,如果污染物排放量超過生態系統自凈能力造成明顯的水體污染,則以生態系統的自凈量作為水體凈化服務的功能量；如果沒有明顯的水體污染,則以污染物排放量作為水體凈化服務的功能量。評估方法如下：

式中：Qjwp為第j類水體污染物的水體凈化服務功能量(t/a)；Wj為第j類水體污染物的排放量(t/a)；Ai為第i類生態系統的面積(km2)；QWij為單位面積第i類生態系統對第j類水體污染物的凈化量(t/km2)；j為水體污染物種類,j=1, 2, 3；i為生態系統類型,i=1, 2, …,I；I為生態系統類型數量,無量綱。

價值量：采用替代成本法,以水體污染物排污費征收價格為單價核算水質凈化服務的價值量。核算方法如下：

VWP=QCOD×CCOD+QNH-N×CNH-N+QTP×CTP

式中：VWP為水質凈化服務價值(CNY/a)；QCOD為COD的凈化量(t/a)；CCOD為COD的排污費征收價格(CNY/t)；QNH-N為NH-N的凈化量(t/a)；CNH-N為NH-N的排污費征收價格(CNY/t)；QTP為TP的凈化量(t/a)；CTP為TP的排污費征收價格(CNY/t)。

(5)空氣凈化

功能量：根據核算區空氣質量情況,如果污染物排放量超過生態系統自凈能力造成明顯的空氣污染,則以生態系統的自凈量作為空氣凈化服務的功能量；如果沒有明顯的空氣污染,則以污染物排放量作為空氣凈化服務的功能量。評估方法如下：

式中：Qjap為第j類空氣污染物的空氣凈化服務功能量(t/a)；Aj為第j類空氣污染物的排放量(t/a)；Ai為第i類生態系統的面積(km2)；QAij為單位面積第i類生態系統對第j類空氣污染物的凈化量(t/km2)；j為空氣污染物種類,j=1, 2, 3；i為生態系統類型,i=1, 2, …,I；I為生態系統類型數量,無量綱。

價值量：采用替代成本法,以空氣污染物排污費征收價格為單價核算水質凈化服務的價值量。核算方法如下：

VAP=QSO2×CSO2+QNOx×CNOx+QPM×CPM

式中：VAP為空氣凈化服務價值量(CNY/a)；QSO2為SO2的凈化量(t/a)；CSO2為SO2的排污費征收價格(CNY/t)；QNOx為NOx的凈化量(t/a)；CNOx為NOx的排污費征收價格(CNY/t)；QPM為粉塵的凈化量(t/a)；CPM為粉塵的排污費征收價格(CNY/t)。

(6)防風固沙

功能量：本研究據修正后的風力侵蝕模型(RWEQ)[37],以當前土地覆蓋模式和風蝕控制措施(如草方格)條件下土壤風蝕量與無植被覆蓋條件下土壤風蝕量之間的差值評估生態系統的防風固沙量。評估方法如下：

Qsp=0.1699×(WF×EF×SCF×K′)1.3711×(1-C1.3711)

式中：Qsp為防風固沙量(t/a)；WF為氣候侵蝕因子(kg/m)；EF為土壤侵蝕因子,無量綱；SCF為土壤結皮因子,無量綱；K′為地表糙度因子,無量綱；C為植被覆蓋因子,無量綱。

價值量：本研究運用替代成本法,根據單位面積沙化土地治理費用核算生態系統防風固沙功能的價值。核算方法如下：

式中：Vsp為防風固沙價值(CNY/a)；ρ為土壤容重(t/m3)；h為土壤沙化覆沙厚度(m)；Csp為單位治沙工程的成本(CNY/m2)。

(7)碳固定

功能量：本文運用固碳速率法建立相關模型估算陸地生態系統的年平均固碳量作為固碳服務的功能量。評估方法如下：

Qcs=Qfcs+Qgcs+Qwcs

Qfcs=Rfcs×Sf

Qgcs=Rgcs×Sg

式中：Qcs為生態系統固碳功能量(tC/a)；Qfcs為森林生態系統年固碳量(tC/a)；Qgcs為草原生態系統年固碳量(tC/a)；Qwcs為濕地生態系統年固碳量(tC/a)；Rfcs為森林生態系統固碳速率(tC/hm2·a)；Sf為森林生態系統面積(hm2)；Rgcs為草地生態系統土壤固碳速率(tC/hm2·a)；Sg為草地生態系統面積(hm2)；Riwcs為第i種濕地生態系統的固碳速率(tC/hm2·a)；Siw為第i種濕地生態系統的面積(hm2)；i為濕地生態系統種類,i=1, 2, … ,n；n為濕地生態系統種類數量。

價值量：運用替代成本法以造林成本為單價核算固碳服務的價值量。核算方法如下：

Vcs=Qcs×Cc

式中：Vcs為固碳服務的價值量(CNY/a)；Cc為造林成本價格(CNY/t)。

3 結果與分析

3.1 青海省GEP組成與特征

2015年青海省GEP 為464.16億元,其中水源涵養價值最大,為214.28億元,占GEP總量的46.2%；其次是防風固沙和土壤保持服務,占比分別為27.5%和15%。

本研究對青海省GEP的供給進行空間化(圖3)發現,GEP供給由降水較少、以荒漠生態資產為主的西北地區向降水較多、以森林、灌叢和高質量草原生態資產為主的東南地區遞增。

圖3 2015年青海省GEP供給和利益相關者空間分布Fig.3 The distribution of Qinghai GEP and stakeholders in 2015

3.2 青海省GEP相關利益者分析

作為重要的江河源區,青海省生態資產產生的生態效益不僅為當地的人們提供了惠益,還為省外下游其他省份甚至是其他國家的居民提供了惠益。本研究將空氣凈化和當地用水的價值劃分為當地利益。水源涵養為其他省份帶來的惠益以及洪水調蓄、土壤保持和水體凈化等服務的惠益利益相關者則是下游長江、黃河和瀾滄江流域的相關省份,屬于區域尺度；由于風沙輸送有一定的距離范圍[40],防風固沙的受益者主要為西藏自治區、甘肅省和四川省三個省份,屬于區域尺度。碳固定的惠益則屬于全球尺度。

綜合來看,如圖3所示,2015年青海省GEP的3.19%造福于當地居民；86.79%的GEP的受益者是青海省下游各省,屬于區域尺度；10.02%的GEP供給全球范圍內的受益者。

3.3 青海省GEP變化

剔除價格因素,自2000年以來,以可比價計算,青海省GEP增加114.05億元,增幅為32.58%(表2)。15年間青海省開展大規模的生態保護和恢復工程使生態資產數量增加、質量提升[22],提高了生態系統產品和服務的供給,使GEP增加。其中,污染物凈化價值的增幅較大,這是因為污染物排放量隨著經濟發展而增加,青海省的生態資產在污染物凈化中發揮重要作用,產生生態效益。其次,生態資產數量和增加和質量的提升使碳固定價值量增加67.42%,防風固沙、水源涵養、洪水調蓄和土壤保持價值增幅分別為35.76%、35.38%、3.33%和1.94%。

表2 面向生態效益評估的青海省GEP核算

4 討論

本研究基于“資產—服務—效益”鏈條,提出面向生態效益評估的GEP核算框架、指標體系和技術方法。以青海省為例,開展面向生態效益評估的GEP核算研究,核算青海省森林、灌叢、草地和濕地生態資產產生的生態效益。作為“中華水塔”,青海省的水源涵養功能是價值最大的單項服務；作為我國西北地區的風沙源區,青海省的生態資產在防風固沙方面發揮重要作用。研究核算的青海省GEP低于先前對青海生態系統服務價值的評估。造成這種情況的主要原因包括指標體系差異和核算方法的差異。指標體系方面,本研究提出面向生態效益評估的GEP核算指標體系沒有包括物質產品、文化服務和調節服務的氣候調節和氧氣生產等指標[41-43]；技術方法方面,與謝高地等[39]使用的中國化的基于單位面積價值的“當量法”相比,本研究在水源涵養和洪水調蓄價值量核算的單價選擇和核算方法方面有所創新。

根據現有的數據體系和方法核算的GEP是有科學意義和現實意義的。本研究在GEP核算中盡可能使用統計數據和監測數據,盡可能使用與人類福祉相關并且在實際生活中廣泛應用的價格參數,盡可能核算生態系統實際提供的生態產品發揮作用的價值,而非生態系統的潛力。結果表明,GEP可以作為生態效益評估的指標。對青海省GEP相關利益者進行分析發現,青海省GEP大部分受益者是下游發達地區,但青海卻沒有從受益者處得到相應量級的付費。與青海相似,我國很多地區擁有豐富的生態資產,但卻屬于經濟發展貧困區,又要承擔巨大的機會成本保護生態資產,得到的生態補償主要來源于政府付費,無法因為保護生態資產而獲得相應的利益。同時這些地區正在逐步調整以GDP為核心的政府績效考核模式。以GEP作為生態效益的評估指標,不僅可以作為GDP的重要補充,對地方政府經濟和生態績效開展綜合評估,還可以作為“綠水青山”向“金山銀山”轉化的依據和參考,為決策者提供重要的信息。