湿地公园的保护植物

第4章　长三角水景旅游开发的生态化

长三角的水景资源在长三角的旅游发展中已经发挥了重要的作用，并且在进一步的旅游开发上仍然具有广阔的前景。长三角的沼泽湿地和滩涂湿地，过去多因在垦殖和房地产开发中带来经济效益而受人重视，而在旅游上却曾是一块未开垦的处女地。进入21世纪特别是近年来，在长三角的旅游开发上，人们开始重视这些沼泽滩涂之地。2005年，国家建设部首次颁布国家城市湿地公园名单。在9家上榜的国家城市湿地公园中，长三角就占了3席，分别为无锡长广溪国家城市湿地公园、常熟尚湖国家城市湿地公园和绍兴镜湖国家城市湿地公园。同年，经国家林业局最早批准成立的两座国家湿地公园，杭州西溪国家湿地公园和泰州姜堰市溱湖国家湿地公园也都在长三角。紧随其后，长三角便出现了一股湿地公园建设的热潮，几乎每个城市都在建设或规划建设湿地公园。这说明长三角旅游有了新的增长点，也反映出长三角水景资源旅游开发向生态化发展的一种必然趋势。长三角水景旅游的生态化，还需从湿地说起。

4．1　湿地的定义、分类与功能

4．1．1　湿地的定义　

湿地一词源自英文wetland。湿地是一类介于陆地和水域之间的过渡性的地貌，但迄今为止，并没有达成统一的定义。湿地的不同定义可分为狭义的和广义的两类。过去人们通常所理解的湿地，多指《风景名胜区规划规范》中列出的水景中的沼泽滩涂。

目前国际上比较公认的湿地定义出自拉姆萨尔国际湿地公约。该公约制定于20世纪70年代，指出湿地不问其为天然或人工、长久或暂时之沼泽、洼地、泥炭地或水域地带，带有或静止或流动、或为淡水、半咸水或咸水水体者，包括低潮时水深不超过6m的海域。同时说明还可包括邻接湿地的河湖沿岸、沿海区域以及湿地范围的岛屿。根据这一定义，不仅陆地上所有水域和海洋的近陆带都归于湿地，需要蓄水栽种作物的农田如水稻田也在其内；陆地上所有季节性或常年积水地段包括沼泽、沼泽森林、泥炭地、湿草甸、湖泊、河流及洪泛平原、河口三角洲、滩涂、水库、池塘、盐沼、水稻田等，以及低潮时水深浅于6m的海域，包括海岸地带地区的珊瑚滩和海草床等，都属湿地范畴。这一广义的湿地定义在实践中得到较广泛的应用^[1]。

然而，湿地的研究多采用狭义的定义。美国鱼类和野生生物保护机构将湿地界定为水陆交汇处，并以低水位水深2m为界区分湖泊与湿地，指出湿地应有以下一到几个特征：底层土以湿土为主；每年的生长季节，底层时而为水淹没；至少要周期性的以水生植物为植物优势种。这一定义目前被许多国家的湿地研究者接受^[2]。

上面两个关于湿地的定义在湿地水深标准上有所差异，陆健健（1998）试图把这两者结合起来，指出湿地是在陆缘含60%以上湿生植被的区域，在水缘为海平面以下6m的近海区域，包括内陆与入海江河流域中自然的或人工的咸水的或淡水的所有富水区域（枯水期水深2m以上的水域除外），不论区域内的水是流动的还是静止的或间歇的还是永久的。

虽然《湿地公约》中的湿地定义是国际界公认的，但有的学者认为它只是枚举了湿地的外延，并没有述及湿地的本质属性，因此严格说来它并非湿地的一个科学定义。水是湿地形成的最根本的原因，也是其生态过程的主要控制因子，而还原性的水成土壤和湿生或水生植被是其水文生态过程的必然结果。根据湿地的这一特性，英国学者E．Maltby在其著作Waterlogged Wealth中提出湿地是生态系统的集合，是具有特殊适应性的生物体发育的地方，由水支配其形成、过程和特征。而有中国学者则提出湿地是一类在性质上介于水生和陆地生态系统之间，由于常年或周期性的水分潴积造成基底的嫌气性条件而维持绿色高等水生或湿生植物群落的土地^[3]。湿地定义若像这样无疑具有更强的学术性，使湿地的概念更近于科学术语，但由于湿地与陆地、水域之间边界的模糊性，如果界定中缺少水深的标准，在湿地面积调查或湿地区域的具体划定时就难以有统一的尺度，因而其实际应用不能不受到一定限制。

4．1．2　湿地的分类

湿地的分类是湿地研究、保护与管理的基础，由于世界各地湿地类型复杂多样，学科领域和研究目标的不同以及对湿地界定范围的不同，湿地的分类也形形色色。较早的湿地研究中对湿地的分类多是针对某一区域的某一类型的湿地的，如对欧洲泥炭地的分类（Moore ＆Bellamy，1974）、对美国东北部冰川遗迹区淡水湿地的分类（Golet ＆Larson，1974）、对中国泥炭沼泽的分类（郎惠卿，祖交辰，1983；陆健健，1990）等。

《湿地公约》组织较早地对湿地进行了全面分类，它从湿地的定义出发，把湿地分为以自然湿地和人工湿地两种，自然湿地中分为海岸湿地和内陆湿地两大类，共31种基本类型；人工湿地则分为10种类型。

与《湿地公约》对湿地的定义得到公认一样，这种湿地分类方法在实际调查中也得到较普遍的应用借鉴。国家林业局所采用的《全国湿地资源调查与监测技术规程》中，借鉴《湿地公约》的湿地分类系统并根据我国的实际情况，将我国湿地划分为近海及海岸湿地、河流湿地、湖泊湿、沼泽和沼泽化草甸湿地和库塘5大类共28种类型^[4]。因实际调查需要，仅把《湿地公约》的湿地分类系统中人工湿地类中的“水塘”和“蓄水区”两种类型包含其内，灌溉地等未包含其内。

北京大学城市与环境学系倪晋仁等（1998）认为，目前的湿地分类方法主要有成因分类法和特征分类法两大类。成因分类方法中最具影响的是Cowardin（1979）的分类法。此分类法首先根据不同的成因类型将湿地分成海洋、河口、河流、湖泊和沼泽湿地5大系统，再依次根据湿地的水文特征、基底物质结构、植被类型和优势种将5大系统的湿地划分为亚系统、类、亚类和优势种5个层次。湿地公约中的湿地分类基本上沿用了Cowardin分类法的思想，只是定义更为简单明了。特征分类法中具有代表性的是Brinson（1993）提出的水文动力地貌学分类法。湿地按地貌属性分为河流地貌系统、凹地貌系统、海岸地貌系统和广泛分布的泥炭湿地四种；按补给源分成降水补给类、地表漫流补给类和地下水补给类三类；按湿地水流强度和流向分成垂直起伏流、无定向的水平流和双向水平流三类。

对这两种分类方法，倪文中认为都还存在某种不足。成因分类方法难以反映湿地的相似性；水文动力地貌学分类法在某种程度上又有些失之于简单化，定量化程度还不能满足构建有关湿地模型的需要。同时，这些方法往往多从不同专业研究角度着眼，因服从本专业研究的特殊需要而显得通用性不够。

如何进一步建立能够反映不同湿地间的相似性，具有学科的通用性，并且有利于定量化模型应用的湿地分类方法？倪文中提出了湿地的综合分类法，这一分类方法综合了成因分类法和特征分类法的分类思想，把湿地分成族、亚族、组、类、型五个从高到到低的层次，各层次分别根据水文地貌过程特征、外动力控制因子、基底物质结构、植被类型、淹没时间频率和水深在特征描述和定量分析的基础上划分出不同类型。

还有一种湿地分类方法也是强调要在不同层次上区分那些具有均质性特征的生态单位，再根据其生态结构和功能的相似和差异性进行适当分类。这种方法先依据湿地生态过程中人类参与程度把湿地分为自然湿地群和人工湿地群；在自然湿地群中，依次根据湿地的水质类型、水的来源、基底特征、植物的生活型、植物群落的优势种或建群种等，分出不同的族、系、类、型、种。在人工湿地群中，在依据湿地水质类型分族后，再依次根据支持的产业类型和产品类型，分出不同的系、类。

虽然要真正确立具有学科通用性的、人们普遍认为比较完美的湿地分类体系，还有一段路要走，还需要进一步的探讨。但这些不同的湿地分类方法无疑都从不同的角度揭示了湿地形态的丰富多样性，这些不同的视角起着一定的互补作用，为我们进一步认识和研究湿地提供了有益的途径。

湿地公园中的“湿地”概念，是基于广义的湿地定义的，因而湿地公园可以有湖泊湿地公园、河流湿地公园、沼泽湿地公园等。但从旅游开发的实际看，目前湿地公园的建设主要利用的是沼泽滩涂和江河湖泊的边滩之地，这又是与人们通常对湿地的狭义理解相印合的。

4．1．3　湿地的功能　

湿地公园的建设，从根本上来说。是由于湿地的重要功能特别是其重要性的生态效益。

1）湿地的生态特性

对湿地的特性和功能已有不少文章作了详尽的论述，综合起来，湿地最主要的特性是在其水陆过渡性、生物多样性和系统脆弱性三个方面：

（1）水陆过渡性。湿地最基本的生态特性是水陆过渡性。一是在空间分布上，许多湿地都处于水体和陆地之间的过渡带上，如湖滨滩地、滨海盐沼等，由于液相物质和固相物质的相互作用，就会产生一个既不同于水体也不同于土体的生态交错带。二是在生态性质上，由于湿地地表长期处于水淹状态，便形成一个较为稳定的水—沉积物（土壤）界面，它具有与陆地和水体都不相同的特殊性，也在湿地生态系统的物质循环和能量变换中起着重要作用。由于这一界面发生的所有反应都是在一定水深和缺氧条件下，而且都是在有机质和微生物细菌的间接或直接参与下进行的，其中会产生一定的毒素，湿地生物在这种生境条件下的长期生存，形成了其对某些毒素的适应、忍耐或消解能力^[5]。

（2）生物多样性。湿地的基本特征是水陆过渡性，而水是生命之源，大地是万物之基，由水和大地结合在一起的湿地便形成了自身最显著的特征——生物的多样性。湿地是自然界最富生物多样性的生态系统，湿地生态系统中的植物种类是极其繁杂多样的。从生长环境看，可分为水生、沼生、湿生等3类；从植物生活类型看，有挺水型、浮叶型、沉水型和飘浮型等；从外部形态来看，有细弱的苔草，有密集的芦苇，有矮小的灌木，有高大的水松等。

湿地生态系统的动物种类也是多种多样的，草间有蠓、蚊等昆虫，水中有鱼、虾、蚌等水生动物，还有蛙、蛇等两栖动物、爬行动物。许多鸟类，特别是水禽也都有栖息在湿地，因为湿地的生态能为它们提供丰富的食物和繁殖、停歇的场所。

另外，还有许多目前人们尚知之甚少的滋生于湿地水下的微生物，它们在湿地生态系统中承担着对许多物质的分解功能，在湿地生态系统物质循环链中起着无可替代的作用。

（3）系统脆弱性。湿地生态系统有别于其他类型生态系统的根本之处在于水的作用。湿地的水文条件与其生态性质密切相关，可以说是湿地属性的决定性因素。外部因素的干扰，如气候的变化和人类的活动都会引起湿地水文条件的变化，而且这种变化的相对尺度远甚于深水水域。因此，湿地水文条件的易变性和不稳定性，一方面造就了湿地形态的多样性，另一方面也导致了湿地生态系统的脆弱性。

2）湿地的功能和价值

《湿地公约》一开始便提出，各缔约国，确认人与其环境相互依存；考虑到湿地的基本生态功能是作为水文状况的调节者，是某种独特植物区系和动物区系，特别是水禽赖以存活的生境；深信湿地是具有重大经济、文化、科学和娱乐价值的一种资源，一旦丧失则不可弥补；希望制止目前和今后对湿地的蚕食，乃至丧失；确认水禽在季节性迁徙时可能会超越国界，因此，应视为一种国际资源；确信具有远见的国家政策与协调一致的国际行动相结合，可以确保湿地及其动植物区系得到保护^[6]。这里，特别强调了湿地所具有的调节水分循环和动植物保护特别作为水禽栖息地的生态功能，并认为它是一种具有巨大经济、文化、科学及娱乐价值的资源。

湿地是人类最重要的生境之一。广义的湿地，有着为人类的生产、生活提供水资源和其他多种物质资源，涵养水源、净化水质、防洪抗旱、调节气候、控制污染、控制土壤侵蚀、维系生物多样性和美化环境等多种生态功能，被誉为“地球之肾”和“城市绿肺”。此外，湿地也和森林、海洋一起被《世界自然保护大纲》列为全球三大生态系统（周维才，2007）。

湿地所具有“巨大经济、文化、科学及娱乐价值”，可罗列如下：（1）提供水源和补充地下水。（2）调蓄水量，控制洪水，影响小气候。（3）增进空气含氧量、净化水体和环境。（4）提供物质产品、矿物资源和能源。（5）保护野生动植物，提供鸟类栖息地，维护生物多样性。（6）保持水土，保护堤岸和防止盐水入侵。（7）发展生态旅游。（8）提供航运通道。（9）科研和教育价值。湿地的以上功能，可以归结为自然功能和社会功能两个方面，自然功能主要体现在维护生物多样性、平衡水量、调节气候、进行物质循环、控制污染、美化环境等方面；社会功能则体现在提供水资源、提供物质产品、能源、水运通道和提供生态旅游产品等方面。

由于湿地功能的多样性，使湿地具有极重大的利用价值。一般来说，湿地的社会功能体现了湿地的直接利用价值，湿地的自然功能则反映了湿地的间接利用价值。而湿地的价值则是这两方面价值的总和。湿地的直接价值比较容易估算，但要估算湿地的间接价值却较为困难。英国《自然》杂志（1997）曾估算全球的湿地生态系统价值占总生态系统价值330 000亿美元的45%。瑞士一研究机构于2002年的一项研究也认为，全球每年的湿地价值总计约为150 000亿美元，其中，全球的港湾是22 382美元／（hm2·yr）；海滩、海床、海藻、海草等是19 004美元／（hm2·yr）；珊瑚是6075美元／（hm2·yr）；潮汐湿地和红树类植物是9990美元／（hm2·yr）；沼泽、涝原（漫滩）是19 580美元／（hm2·yr）；湖泊、河流为8498美元／（hm2·yr）^[7]。而据联合国环境署2002年的研究数据，1hm2湿地生态系统每年创造的价值达14000美元，是热带雨林的7倍，是农田生态系统的160倍^[8]。

4．2　长三角的湿地资源

《湿地公约》中要求，每个缔约国应指定其领土内适当湿地列入《具有国际意义的湿地目录》。所谓具有国际意义，就是必须符合下列7条标准之一（李禄康，2001）：

（1）包含适当生物地理区内一个自然或近自然湿地类型的一处具代表性的、稀有的或独特的范例。

（2）支持着易危、濒危或极度濒危物种或者受威胁的生态群落。

（3）支持着对维护一个特定生物地理区生物多样性具有重要意义的植物和／动物种群。

（4）在生命周期的某一关键阶段支持动植物种或在不利条件下对其提供庇护场所。

（5）定期栖息有2万只或更多的水禽。

（6）定期栖息有一个水禽物种或亚种某一种群1%的个体。

（7）栖息着绝大部分本地鱼类亚种、种或科，其生命周期的各个阶段、种间和／或种群间的关系对湿地效益和／或价值具有代表性，并因此有助于全球生物多样性。

湿地公约强调，选择列入的湿地时首先应列入一年四季均对水禽具有国际意义的湿地。

据此要求，1992年即中国加入《湿地公约》的当年，吉林向海自然保护区等6个湿地通过申请被列入《具有国际意义的湿地名录》，成为中国第一批国际重要湿地。1997年7月，随着香港回归，香港米埔—后海湾湿地（1995年被列入国际重要湿地名录）加进我国国际重要湿地之中（王瑞山，2000）。2002年、2005年和2008年，我国湿地中又先后有3批分别14个、9个、6个共29个湿地被列入国际重要湿地名录，到2008年年底，我国的国际重要湿地总数已有36个，总面积达3．6万km2^[9]。

参照国际重要湿地标准，我国有关主管部门也提出了国家重要湿地的7条标准^[10]，凡符合其中之一者即被视为具有国家重要意义的湿地：

（1）一个生物地理区湿地类型的典型代表或特有类型湿地。

（2）面积≥10 000hm2的单块湿地或多块湿地复合体并具有重要生态学或水文学作用的湿地系统。

（3）具有濒危或渐危保护物种的湿地。

（4）具有中国特有植物或动物种分布的湿地。

（5）20 000只以上水鸟度过其生活史重要阶段的湿地，或者一种或一亚种水鸟总数的1%终生或生活史的某一阶段栖息的湿地。

（6）它是动物生活史特殊阶段赖以生存的生境。

（7）具有显著的历史或文化意义的湿地。

国家重要湿地的标准实际上是在国际湿地标准的基础上又添加了上面的（2）、（7）两条，因而它的条件更宽一些。根据这一标准，在首次全国湿地调查的基础上，我国共确立了173个国家重要湿地，其分布情况是东北地区21个、华北地区22个、华中地区26个、西南地区15个、华南地区23个、内蒙古地区9个、西北地区19个、青藏地区38个^[11]。

除重要湿地外，随着国家湿地公园示范工程的进行，在我国湿地保护区体系中日益占据重要地位的是近年来在各地纷纷成立的湿地公园。

全国湿地保护工程实施规划（2005—2010年）提及，湿地公园是湿地景观自然典型，风景资源优美，具备相当的旅游休闲设施，可供人们旅游观光，休闲娱乐并能进行科普文化教育活动的场所^[12]。建立湿地公园的目的是保护湿地生态功能的完整性和生态系统的多样性，同时为了更好地发挥湿地的多重功能效益，特别是生态效益。

目前我国的湿地公园有湿地公园和城市湿地公园两类，同时又都有国家级和地方级两个层次，即有国家湿地公园、国家城市湿地公园与地方的湿地公园、城市湿地公园。《城市湿地公园规划设计导则（试行）》指出：城市湿地公园一般在城区内或近郊，与湿地公园的差异在于它不仅和居民生活密切相关，而且是纳入城市绿地系统规划的，因而和城市建设直接关联。因而目前两者的批准部门也不同，国家城市湿地公园由国家建设部批准设立；国家湿地公园则由国家林业局批准设立（城市湿地公园规划设计导则（试行），2006）。国家林业局规定湿地公园的选址应满足以下基本条件：（1）湿地生态特征和生物多样性显著，具备一定的科学和教育价值；（2）融合湿地景观和人文景观，以湿地景观为主，并具有历史、文化和观赏价值；（3）在保护湿地天然生物方面能够发挥重要作用；（4）有适宜规划面积从而能保持湿地生态完整性和维护其周围风貌^[13]。自2005年长三角的杭州西溪首先被批准为国家湿地公园试点后，到2008年年底全国获批试点的国家湿地公园共有20个。城市湿地公园根据2005年2月国家建设部发布的《国家城市湿地公园管理办法（试行）》必须具备下列条件：（1）具有较高生态、美学、文化和科普价值；（2）归入城市绿地系统规划范围；（3）占地500亩以上；（4）具有天然湿地类型，或具有一定影响及代表性^[14]。在《全国湿地保护工程实施规划》中已确定在山东荣成市桑沟湾建立湿地公园，其后，2005年6月、2007年2月、2007年6月、2008年6月又先后有4批国家城市湿地公园获准成立，目前全国国家城市湿地公园共有30个。

长江三角洲是由长江夹杂着大量泥沙冲积而成的，它自身就是一个巨大复合湿地生态系统。在长三角，河口湿地、海滨湿地、湖泊湿地、河流湿地、沼泽湿地等各种类型的湿地资源都十分丰富。

上海被喻为“建在河口湿地上的都市”，根据上海湿地调查公布数据，上海现有100hm2以上各类湿地27块，总面积31．97万hm2，相当于上海陆域总面积的一半。上海的湿地主要有三大类型：近海及海岸湿地、河流湿地和湖泊湿地，其中近海及海岸湿地面积占了绝大部分，为30．54万hm2^[15]。

根据江苏省林业局《江苏湿地资源调查报告》，江苏全省共有湿地399．8万hm2，约占省国土面积的39%，其中自然湿地174．8万hm2，人工湿地224．7万hm2。自然湿地中，湖泊湿地64．2万hm2，河流湿地48．7万hm2，近海与海岸湿地45．6万hm2，沼泽湿地16．3hm2^[16]。

浙江省面积在100hm2以上的天然湿地总面积为68．8万hm2，相当于全省土地总面积的6．7%，其中海岸湿地面积57．4万hm2，河流湿地面积11万hm2，湖泊湿地面积0．30万hm2^[17]。

表4．1　江浙沪三省市自然湿地面积统计　　（单位：万hm2）

在长三角的各类湿地中，长三角地区的河流、湖泊和人工水库的有关情况已有所述，这里则进一步介绍长三角的沼泽湿地和滩涂湿地的情况。

在浙江、上海的湿地调查统计中，虽然没有沼泽湿地面积，但实际上是因其将沼泽湿地包含在近海和海岸湿地中。根据《中国沼泽湿地数据库》中提供的资料，长三角地区的沼泽湿地在江浙沪都有所分布，面积1000hm2以上的沼泽共有10个^[18]。

这10个沼泽湿地中有3个湿地（有＊）部分属于长三角地区，如果这3个沼泽湿地的面积以一半计入长三角沼泽湿地面积，则长三角的沼泽湿地面积约为8．25万hm2。在长三角的湿地中近海及海岸湿地占有很大比重，在上海3种类型的湿地中，近海及海岸湿地面积为3029km2，占上海湿地总面积的95%以上。根据长三角沿海县市的有关数据，长三角滨海湿地面积约52万hm2，占全国滨海湿地594．17万hm2的8．75%，即7／80；而沼泽湿地面积8．25万hm2与全国的1370万hm2相比，则仅占全国的1／166。所以，长三角的滨海湿地资源相对而言是较为丰富的，而沼泽湿地资源则相对较少，后者在某种程度上与长三角国土开发度较高不无关系。

表4．2　长三角主要沼泽湿地分布和面积

续　表

表4．3　长三角近海和沿海滩涂面积　　（单位：hm2）

注：上海的滩涂面积中已去除前面的沼泽湿地面积，但包括岩石性海岸湿地大小金山三岛面积2502hm2。

4．3　长三角的湿地危机与保护

4．3．1　湿地危机　

湿地是地球上广泛分布的陆地生态系统之一，根据世界保护监测中心估测，全球湿地面积占地球陆地面积的6%，约为570万km2。其中湖泊占2%，藓类沼泽占30%，草本沼泽占26%，森林沼泽占20%，洪泛平原占15%；并有红树林面积约24万km2，珊瑚礁约60万km2^[19]。由于湿地本身的系统脆弱性，人类生存活动领域的不断扩张，对湿地生态系统会产生重大影响。从现实状况来看，工业化、城市化、现代化的进程，在很多国家和地区，都使湿地的面积和生态功能严重下降。我国的湿地资源十分丰富，且分布广、面积大、类型多，生物多样性的特征也很突出。人口向城市迅速聚集和经济高速增长带来了生产和生活用地的迅猛扩张，我国的天然湿地随之不断被开发利用而日益减少；工业用水的大量增加，带来了对湿地水资源的过度开采，导致湖泊萎缩、湿地水质碱化；工农业废水和生活污水排放量的增加，不断加剧湿地的水污染，严重危及湿地生物的生存环境；以过量的捕捞、采挖、砍伐获取湿地生物资源，带来了湿地生物多样性的逐渐消失，从而削弱了其生态功能；而湿地植被的破坏，导致水土流失加剧，引起江河湖泊更严重的泥沙淤积。

近40年来，我国有一半沿海湿地被占用和围垦，被围垦的湖泊总面积已超过五大淡水湖面积之和，在作为我国最大的沼泽集中分布区的东北三江平原，大面积湿地已变为农田。由于污水的大量排放，20世纪80、90年代的10年间已有20%的湖泊因污染而丧失了基本使用功能，90%以上城市水域污染严重，50%重点城镇水源地不符合饮用水标准。由于河流污染，近岸海域水体也污染严重，1998年我国海域监测到的赤潮发生就达22起。1949年以来，中国已建成8．4万座大中小型水库，库容在4600亿m3以上，现已淤死超过1000亿m3；江西鄱阳湖在1956—1994年间因淤积损失总容积3．63亿m3；1997年黄河利津水文站累计断流天数达226天。另外，由于缺乏整体性的规划和区域间的协调，长江流域修建的数万座水坝隔断了中下游江河与大部分湖泊的天然联系，也破坏了某些水生生物天然的活动路径，从而打破了原来的生态平衡并导致我国的湿地严重退化^[20]。

4．3．2　湿地保护

湿地的保护在湿地危机出现的同时日益引起人们的重视。自《湿地公约》于1975 年12月31日正式实行后，湿地公约组织又于1980年11月的第1届缔约方大会上规定了国际重要湿地标准；1996年3月经《湿地公约》常务委员会第19次会议决定，从1997年起，将每年的2月2日定为“世界湿地日”；1999年5月，在哥斯达黎加召开的第7届缔约方大会上，世界自然基金会、国际雀鸟联盟、世界自然保护联盟和湿地国际都成为湿地公约的伙伴组织。至2007年4月，《湿地公约》已有154个缔约方，1387块湿地列入国际重要湿地名录，总面积达1．23亿hm2^[21]。

中国于1992年加入湿地公约，这既显示了中国积极参与国际合作的开放姿态，表现了我国政府对国际社会公共事业的负责精神，同时，也反映了20世纪90年代以来，对于正处在工业化、城市化、现代化阶段和经济高速增长阶段的中国，湿地保护所具有的重要性和紧迫性。

据2000年发布的《中国湿地保护行动计划》，我国湿地面积约占世界湿地的10%左右。据全国首次湿地调查（1995—2003年）统计，现存自然或半自然湿地占国土总

面积的3．77%。我国的湿地生境类型众多，湿地高等植物约有225科815属2，276种（包括种以下分类单元），分别占全国高等植物科、属、种数的63．7%、25．6%和7．7%；其中有国家一级保护野生植物6种：中华水韭、宽叶水韭、水松、水杉、莼菜、长喙毛茛泽泻；国家二级保护野生植物11种。据《中国湿地保护计划》发表数据，我国湿地高等植物中属濒危种类的有100多种；海岸带湿地生物种类约8200种，其中植物5000种，动物3200种。内陆湿地高等植物约1548种、高等动物1500多种。有淡水鱼类770多种或亚种。湿地的鸟类种类繁多，在亚洲57种濒危鸟类中，我国湿地内就有31种；全世界雁鸭类有166种，我国湿地就有50种，占30%；全世界鹤类有15种，我国仅记录到的就有9种；在鄱阳湖越冬的白鹤占世界总数的95%以上^[22]。

从20世纪80年代以来，由于随着经济发展资源和环境等问题日益凸现，我国政府曾先后颁布了一系列与湿地保护相关的关于自然资源及生态环境保护的法律法规，如《中华人民共和国水污染防治法》（1984）、《中华人民共和国土地管理法》（1986）、《中华人民共和国野生动物保护法》（1988）、《中华人民共和国水法》（1988）、《中华人民共和国环境保护法》（1989）和《风景名胜区管理暂行条例》（1985）等^[23]；同时也采取了相应的一些具体措施，城市河流污染的治理、水利风景区的保护等。这些法规和措施对于湿地保护无疑将带来一定积极效果。

湿地的重要功能和湿地退化的现状，使湿地保护在我国日显重要和紧迫，这不仅是保持可持续发展，保障国家生态安全的需要，也是树立我国在国际上的良好形象，使中国为国际社会和人类进步事业作出更大贡献的需要。一方面，因为许多湿地都会到涉及国际关系，如跨国河流、界河、界湖、海域、季节性迁徙鸟类和鱼类的栖息湿地等，在这些湿地的保护中，都存在着国际利益关系中的外溢性影响，一方的行动会直接影响另一方的利益；同时，对这些湿地的保护，需要相关国家的共同行动，才能获得良好的效果；尤其是某些湿地的保护是为了挽救、保护已处于濒危状态的水禽、鱼类种群，这是人类的共同责任和义务。所以，湿地的保护也涉及国家的形象，涉及国家之间乃至国际社会的共同利益。加强湿地保护，不仅能获得直接的经济效益和生态效益，也有利于中国在国际社会中发挥出更重要的作用。

自我国加入湿地公约组织后，湿地保护的各方面工作在我国广泛开展起来。

（1）法规建设与政策制定。近十多年来，我国政府制定了大量与湿地保护相关的法规，对湿地保护工作提供规范和保障，如《中华人民共和国水生野生动物保护实施条例》（1993）、《森林和野生动物类型自然保护区管理办法》（1993）、《中华人民共和国自然保护区条例》（1994）、《中华人民共和国海洋环境保护法》（1999）等；并正在酝酿制订专门的湿地法。同时，制定了许多相关的规划，以把湿地保护的具体措施落到实处，如《中国21世纪议程——中国21世纪人口、环境与发展白皮书》（1994）、《中国生物多样性保护行动计划》（1994）、《中国21世纪议程——林业行动计划》（1995）、《跨世纪绿色工程规划》（1996）、《全国生态环境建设规划》（1998）等，特别是制订了《中国湿地保护行动计划》、《全国湿地保护工程规划》（2002—2030年）和《全国湿地保护工程实施规划（2005—2010年）》。

（2）相关机构建立。随着法规逐渐完备和政策不断出新，湿地保护方面的管理进一步加强，2007年2月正式组建了国家林业局湿地保护管理中心（中华人民共和国国际湿地公约履约办公室），承担组织、协调全国湿地保护和有关国际公约履约具体工作；并成立了“中国履行《湿地公约》国家委员会”，由国家林业局、外交部、国家发展改革委员会等16个部门组成，以国家林业局为主任委员单位，负责协调和指导国内相关部门开展履行《湿地公约》相关工作。

（3）国际合作。在湿地保护和研究方面的国际合作也日益加强，例如在湿地野生动物保护、湿地调查等领域与世界自然基金会、亚洲湿地局、联合国开发计划署、国际自然及自然资源保护联盟、湿地国际等国际组织都建立了广泛的合作关系。

到2004年，我国已设立了473个包含各种不同类型的湿地保护区，近几年来，随着各种湿地保护工程的实施，一些新的湿地保护区不断建立，一个分级分类保护管理的多层级多系列的湿地保护区体系正在构建。

4．3．3　长三角湿地危机与保护　

长三角虽然有着丰富的湿地资源，但近年来随着长三角工业化、城市化的进程加快，长三角成为世界制造业的重要基地，房地产业的急剧膨胀，加之在利益机制驱动下不少人急功近利只顾眼前利益而不顾长远利益的倾向，也带来了对国土资源的过度开发和环境污染的加剧，以致长三角湿地也面临着一种严重的生存危机。与全国相比，由于长三角地区工业更密集，经济发展速度更快，过度开发和环境污染的问题更突出，相应地，湿地生存危机的表征也更明显，这主要表现在以下4个方面：

（1）湿地面积急剧减少。据21世纪初的调查，江苏各种类型的湿地面积为436．5万hm2，占江苏全省国土总面积的42．5%，而时隔5年，再次调查时就减为399．8万hm2，湿地萎缩30万hm2。有人根据利用遥感技术南京地貌动态变化监测的结果，分析出1987—2002年间南京湿地资源变化的3个动态特征（唐继刚，2005）：滩地、沼泽大幅度减少，水系连通性降低和水田大面积减少。据有人估算长江南京段湿地中水田的面积在整个湿地景观中所占比重已减少了5．7%，南京玄武湖从1986年至2005年1月，湖面也被蚕食近4hm2^[24]。自然湿地面积急剧减少的主要原因是围垦和不合理的开发。20世纪50年代以来到目前为止，上海沿海滩涂被围垦约24．5万hm2；上海市长江口高滩资源几乎用尽，圈围转向中滩；从20世纪70年代到90年代初，浙江围垦海涂4万hm2；江苏先后围垦湖面达16万hm2，占全省湖面的1／7；20世纪50—80年代，在太湖流域被围垦的湖泊达239个，有5．29万hm2湖滩湿地被垦殖，并有23个中小型湖泊因围垦而消亡；长江江苏段和其他许多河流沿岸滩地都被大量围垦。许多近郊湿地也被大量围垦或填埋，用于城市建设用地需要。淳安千亩田是杭州唯一的山地沼泽型湿地，但前些年为要改成农田而开沟排水，但结果沼泽被破坏，农田也未建成^[25]。

（2）湿地污染严重。湖泊污染的原因主要是高密度围网养殖加剧了湖泊的富营养化，再加上“开发”热带来的各种现代污染。随着农业种植结构的调整，长三角几乎所有湖泊边缘都围殖为鱼塘或网箱养鱼场，各大中型湖泊也几乎都存在围网养殖过载问题。有些湖泊几乎全部围殖为养鱼塘，湖泊景象荡然无存，如白马湖1．1万hm2水面中0．8万hm2都被围养^[26]。过载的养殖，使湖泊水质富营养化日益严重。同时，旅游、商业、居民区以至房地产业都竞相进入或挤近湖区，综合的农业污染（农药、化肥、农村生活污染和禽畜粪便污染）、乡镇企业的工业污染、湖区文体旅游业的污染以及上游来水携带的污染物等，也都加剧了湖泊湿污。与湖泊相似，许多水库周边也因“被开发”而植被被毁，以致水体遭污染。河流的污染主要来自于生产和生活污水排泄。许多河流因上游建有水坝，下游流动的多是沿岸汇集的污水，在大多数流经城镇的河段，为营建“近水住宅”，沿河、临河以至夹河的建筑急剧发展，许多河流都因污水排放而水质恶化、生物消失。在农村，由于并无城市中垃圾集中处理的方式，水渠、水塘近旁往往垃圾成堆、污水横流。此外，长三角的一批重化工企业以及急剧增加的汽车所排放的各种化学气体和烟尘，带来严重的空气污染，引起酸雨增加，也使得湿地污染雪上加霜。

（3）湿地功能衰退。由于湿地生态环境的破坏，许多湿地的功能严重衰退。如山地水系，流径之侧多被宾馆和新开发的“山庄”、“花园”等住宅区所据，因而日益呈现流量小、流速低、断流时间长的特征，已基本失去对下游城区河道、湖泊补充净水和定期冲刷的功能。江苏启东兴隆沙保护区，本来是保护越冬鹤类的，90年代初还有50只丹顶鹤，但自当地建立经济开发区后，前来栖息的丹顶鹤越来越少，前些年已濒临绝迹^[27]。杭州湾是往返于澳大利亚和俄罗斯西伯利亚（北极附近）之间的地球上迁徙距离最远的鸟类鸻鹬重要的停歇地，其迁徙距离长达1．5万km，旅途中只停歇2～3次，杭州湾是其中之一。但现在由于一批化工企业立足于杭州湾，污水、废气严重损害了滩涂的生态，使得鸻鹬到此已经难以觅食和停歇

^[28]。此外，钱塘江河口曾是鳗苗的全国主要产区，现在却基本消失。江苏南通湿地和杭州湾以南的钱塘江口一杭州湾等河口与海湾湿地近年来由于污染导致赤潮频频发生，使近海养殖业损失惨重^[29]。

（4）影响湿地安全的外部因素和不定因素增加。长三角湿地危机还体现在影响长三角湿地安全的许多外部因素的不断增加上。由于长三角特定的环境，长三角的湿地安全还会受到许多外部的影响，如台风和风暴潮是影响长江口滩涂湿地安全的重要因素，上海历史就有过多次因风暴潮而堤毁地淹人亡的记录。许多大型水利工程的实施对长三角湿地也都可能存在潜在的影响，如长江三峡水利枢纽工程、南水北调工程等，近两年来长江来水和来沙都明显减少，这对长三角江滨湿地和长江口湿地的淤长都会带来较大影响。但这些工程的影响更多的还都是潜在的，一时并不能为我们所察觉。用耗散结构理论的观点来看，有的可能是因为外来干扰力的作用所引起的系统重要参量的变化还没有达到会使系统特性发生涨落的临界点。但这种外来干扰的影响一旦累积到一定程度，就会使某些系统参量到达临界点，系统特性会发生突变。因此，这些工程的实施实际上给长三角的湿地安全带来了不确定的和未知因素。这种因素既来自人工工程，也来自生物界。由于湿地生态系统的脆弱性，某种生物对湿地的侵入或爆炸式的繁衍都足以改变和破坏湿地原来的生态平衡。近几年来，此类事件在长三角频发。除了无锡太湖蓝藻事件外，还有富春江水库的水葫芦事件。2004年，富春江水库水葫芦大暴发，短短时间时，蔓延数十里，阻碍了船只通行，也导致渔业产量下降。再比如钱塘江流域的部分地区，有一种引种过来葎草，因为在当地没有竞争的天敌，现已泛滥成灾^[30]。由于长三角湿地面临的这种生存危机，随同国家的湿地保护行动，长三角地区的政府也积极采取了相应措施，主要体现在以下三个方面。

加强有关法规建设。上海近年来曾先后就金山三岛、崇明东滩和浦东九段沙三个自然保护区制定了三部政府规章；并确立了九段沙静态的、绝对的保护理念，全面禁止人为开发和破坏。江苏省新修订的《水资源管理条例》于2003年10月施行，继而又向全省发出《关于加强湿地保护管理的通知》，针对江苏自然湿地面积急剧减少、生态功能逐步退化等现状，提出了一系列抢救性保护湿地的措施，并特别强调，凡列入国际重要湿地或国家重要湿地名录以及位于自然保护区内的自然湿地，一律禁止开垦、占用或随意改变用途。浙江省发布了《海洋环境保护条例》；杭州市制定了《杭州市湿地保护规划》，并形成决议，西溪湿地保护区不得再开发房地产^[31]。

加大投入。江苏省无锡市决定投资29亿元，实施太湖湖滨湿地建设工程、太湖生态防护林工程、水生植物放养种植示范工程和净水渔业示范4大工程，建设总长度约155km、总面积达2800hm2的太湖湖滨湿地群，预计整个“湿地群”建设工程将在近期建成^[32]。杭州在提出《杭州市湿地保护规划》时，也计划在2020年前投资数十亿，用于设湿地保护^[33]。

大力进行湿地自然保护区和湿地公园的建设。上海市在全市27个湿地中，选择了崇明东滩湿地、大小金山三岛湿地、南汇边滩湿地、九段沙湿地和黄浦江湿地作为重点湿地，其中崇明东滩湿地、大小金山三岛湿地、九段沙湿地也是国家重要湿地。崇明东滩自然保护区和上海长江口中华鲟自然保护区还被列入国际重要性湿地名录。崇明东滩和九段沙是长三角现有的两个国家级自然界保护区，大小金山则被列为市级自然界保护区。2005年11月，上海在宝山吴淞口附近开始建设上海第一个湿地公园——上海炮台湾湿地森林公园，面积53．46hm2，2006年12月建成开放；其他几处城市湿地公园也正在建设中^[34]。

江苏省省政府要求，已列入国际或国家重点湿地名录的重点湿地要全部建成国家级自然保护区。对不具备条件或不宜大面积划建自然保护区的，也要因地制宜，采取建立湿地保护小区、湿地公园或划定野生动植物栖息地等多种形式加强保护管理^[35]。据此，南京市提出要在3年内截止2010年建立16个森林公园和湿地公园^[36]；苏州、无锡、常州、扬州、泰州等也都作出了建设湿地公园的规划。这些有的已经建成开放，有的正在施工中。其中国家级湿地公园有泰州溱潼国家湿地公园、无锡长广溪国家城市湿地公园、常熟尚湖国家城市湿地公园、南京绿水湾国家城市湿地公园、常熟沙家浜国家城市湿地公园、昆山城市生态园6个。

浙江各市在湿地保护区和湿地公园建设上也是竭尽全力。《杭州市湿地保护规划》中列出了杭州15块重要湿地：千岛湖湿地、钱塘江河口湿地、西溪湿地、杭州西湖、杭州古运河、淳安千亩田、富春江水库等，计划建设8个湿地保护区和11个湿地公园，从而建立起以“三江（钱塘江、富春江、新安江）七湖（西湖、千岛湖、青山湖、南湖、湘湖、白马湖、三白潭）一河（运河）一溪（西溪）”为基本格局的湿地保护体系，近期（2007 —2010年）目标，建设湿地自然保护区4个，湿地公园11个^[37]。宁波、绍兴、嘉兴等市还建立了一批县级湿地自然保护区。在浙江省建成和在建的湿地公园中，国家级的有杭州西溪国家湿地公园、绍兴镜湖国家城市湿地公园。

到目前，长三角地区共有国际重要湿地2个，国家重要湿地9个；湿地自然保护区20多个，其中国家级3个；建成和在建的国家湿地公园2个，国家城市湿地公园9个；部分（7个）城市中建成、在建和正在筹建的省、市级湿地公园共36个。

表4．4　长三角重要湿地和国家级湿地公园

表4．5　长三角部分城市已建、在建和筹建的省市级湿地公园

表4．6　长三角的湿地自然保护区

4．4　长三角水景资源的生态化建设

综上所述，长三角水景旅游开发的生态化，从直接的动因来说，是由于长三角湿地资源面临的生存危机和我国的湿地保护行动计划；而从根本上来说，则是由于湿地资源重要的生态效益和人们对生态旅游的需求。长三角湿地公园的建设目前刚刚兴起，在诸如规划、生态容量和生态效益的问题上还有待探讨。

4．4．1　长三角湿地公园景观的生态规划　

1）湿地公园生态规划的理念

湿地公园的建设动因是出于湿地的生态保护。湿地公园的建设，既不能狭隘地理解为营造自然湿地景观，也不应将天然湿地资源开辟成为水上乐园，应以保护或恢复湿地的生态功能为前提，以充分发挥其环境效益为目标（朱建宁，2005）。与传统的园林规划相比，湿地公园的景观规划应当更强调对自然环境的珍惜和爱护，规划关心的主要问题应当是如何维持景观原生态系统的生态整合性，如何建立生态功能良好的景观格局，如何增强景观的生态服务功能等。正由于此，湿地公园景观规划的重心问题自然是湿地景观的生态规划问题。

景观生态规划这一概念可以有狭义的或广义的理解。广义的理解是把景观生态规划看作在生态理念下的整个景观规划模式；既然景观是一个生态系统，景观规划就必须是基于生态学理论和知识的规划，其本质就是生态系统规划，那么景观规划设计从本质上说是对土地和户外空间的生态规划设计（西蒙兹，2000）。狭义理解则是把景观生态规划作为景观规划的一个方面，即基于景观生态学对景观规划中景观格局和空间形态等作出的处理和安排，正如有的学者定义指出：所谓景观生态规划，是以现代景观生态学为理论基础和依据，通过一系列景观生态规划手法营建生态功能、美学功能和游憩功能的良好景观格局，在满足人们休闲游憩活动的同时，实现人与自然的和谐相处以及人类社会发展的可持续性，从而提高人居环境质量的景观规划^[38]。这里所探讨的景观生态规划，只是这种通常的狭义的生态规划。

值得注意的是，无论是狭义的还是广义的景观生态规划，都需要重新审度过去传统的景观规划方式乃至我们对自然资源的使用方式带来的生态后果，需要更深度地思考和更全面地评析人类的景观规划行为对于自然生态所具有的可能影响。景观生态规划“为我们提供一个统一的框架，帮助我们重新审视对景观、城市、建筑的设计以及人们的日常生活方式和行为”，它“是对自然过程的有效适应及结合”，“需要就任何特定的人类使用方式明确地提出面临的机会和约束，调查能够揭示出最合适的区位与过程”，“需要对设计途径给环境带来的冲击进行全面的衡量”，“对于每一个规划设计，我们需要问：它是有利于改善或恢复生命世界还是破坏生命世界，它是保护相关的生态结构和过程呢？还是有害于它们？”（弗雷德里克·斯坦纳，2004）

国家建设部提出，湿地公园要以维护城市湿地系统生态平衡、保护城市湿地功能和湿地生物多样性，实现资源的可持续利用为基本出发点，坚持“全面保护、生态优先、合理利用、持续发展”的方针（城市湿地公园规划设计导则（试行），2006）；一些湿地公园的建设实践中也提供了初步的经验。综合起来，湿地公园景观生态规划，最重要的是要坚持系统保护、遵从自然、人与自然和谐（天人和谐）与可持续发展的理念。

（1）系统保护的理念

湿地本身是有机系统，是自然生态系统和人类生态系统相叠加的复合生态系统。它内部存在着物质与生命的不断运动，存在着各种能量的不断变化与交换，存在着湿地系统与外部之间物质和能量的不断交流。作为一种生态系统，它具有自组织机制，但湿地这一生态系统的自组织机制却相对比较脆弱，因而需要在规划时就需要注重对湿地的系统保护。这种系统保护涉及多方面的生态关系，都需要在湿地的生态规划中充分予以考虑。从逻辑上分析，这些生态关系至少有三个层次：

一是湿地系统内部各元素以及各子系统之间的生态关系，包括发生在某一景观单元或生态系统内部的垂直生态关系和发生在不同的景观单元或生态系统之间的水平生态关系，例如：湿地景观空间格局，湿地中水的体量、廓形、流速、水质、积蓄时间等，土地的面积、形状与土壤组分、结构等，与湿地生物的物种数、生存方式、生命周期等之间的交互影响；湿地中的物质循环和能量转换；湿地中的食物链、营养阶；湿地生物个体之间或群体之间的竞争与共生关系等。

二是湿地系统与外部的自然系统之间的生态关系。一个具体的湿地系统只是一个更大的生态系统如城市生态系统或区域湿地系统中的一个要素或子系统，乃至可以说是地球这一生态系统中的某一层次的元素。因此在进行湿地公园景观规划时，必须充分考虑到湿地系统与外部各种系统之间的生态关系，特别是作为城市湿地公园来说，需要充分考虑它在整个城市系统之间的定位以及它与城市系统中相关要素与子系统的关系。

三是人与湿地之间的生态关系；湿地公园一定程度上是一个公众场所，对湿地的系统保护^[39]，需要充分考虑到人的活动对湿地生态系统的影响。当然，除了公园运行时的旅游活动对湿地生态的影响，还应当包括湿地公园建造中的各种工程活动对湿地生态的影响。这种影响主要反映在以下几方面：①水文条件的改变，如有的土木工程会引起地表水和地下水流向、流量的变化，使水体悬浮物含量增加，水土流失加剧。②植物区系的改变，例如，由于某些工程对植被的清除和土壤的侵蚀，导致植被结构改变、优势种群更替，甚至某些植物群落的毁损。③动物种群的改变。因湿地内过多的人类活动使动物栖息地、繁殖地、迁徙通道遭受破坏以致动物种群数量减少。④外来物种的引入。有时多由偶然因素引起，如进口仪器设备带来植物种子以及某些生物。有的外来物种常常由于缺少天敌而显示出优势的生存能力，以致造成本地物种的衰败而破坏湿地的生态平衡。⑤湿地污染的增加。在工程项目进行和游客活动中都会产生一定的废水、废气和一定的废弃物，当其超过湿地环境的自然消解力时就会带来对湿地的污染。

人的活动对湿地的这些影响，有的可能是“立竿见影”，立即显现的；有的则具有累积和渐进的特点，其效应可能要经历较长时间才能显现。但在生态规划中却都要认真考虑。而由于人类本身的复杂性，由于人的活动所受到的社会、文化、政治、心理等各方面因素的影响，人的活动与湿地生态系统的影响问题也是非常复杂的问题，远非生态学本身就能完全进行解析的，还需要借助于社会学、文化生态学、心理学、行为科学等多学科的综合性研究。从系统保护的理念出发，在湿地景观的具体规划设计中，需要坚持保护优先、适度开发和协调建设的原则：

①保护优先，这是从所有层次上的生态关系来考虑的，即在景观规划中把对湿地生态系统的维护和其生态功能的发挥放在优先考虑的地位。通过湿地公园的景观规划，旨在保护湿地的生物多样性、湿地生态系统的连贯性、湿地环境的完整性及保持湿地资源的稳定性，从而确保湿地公园的可持续发展［《城市湿地公园规划设计导则》（试行），2006］。

②适度开发原则，这主要是从人与湿地生态系统的关系上来考虑的，湿地公园的建设无疑是对湿地资源的一种旅游开发，但又是一种有限度的旅游开发，而这种有限度的旅游开发也是旅游可持续发展的需要。所以在湿地公园的景观规划中需要特别注意旅游活动范围的划定和旅游生态容量的控制。以通过景观规划，使湿地公园能持续地为游人提供具有生物多样性和生态和谐性、生机盎然、充满野趣的游憩空间。而适度开发是与合理利用密切联系在一起的，要适度开发，就要注重合理地利用湿地提供的水资源和生物资源，充分发掘湿地生物在生态、经济和美学上的价值并利用湿地开展观光、休闲、娱乐与科教活动。

③协调建设原则，这主要是从湿地生态系统与外部生态系统之间的关系上来考虑的。这种协调主要体现在两个方面：一是要注重湿地公园的整体风貌与湿地特征相协调，充分体现出自然性、生态性，如旅游消费场所的设计要与环境融为一体，旅游基础设施要充分实现生态化，并注意与当地的自然、文化特征相协调一致，切忌以城市化、商业化的浓重气息破坏景区内原有的文化内涵和特色。二是要注重湿地公园建筑风格与所在城市、所在地域的整体风貌相协调，体现出地域性和城市特色。当然，城市风貌会涉及城市的传统风貌、现实风貌和未来风貌。当前，长三角的城市建设正面临着几方面的转变；一是从单向的城市物理空间的扩张转向多维的宜人居住的良好生态空间的创造；二是从满足人们基本的衣食住行等方面的基本物质需求转向满足人们更高的心理、健康和文化上的需求；三是从基于简单的城市绿化美化的城市形象工程建设转向基于生态城市、文明城市建设的城市可持续发展。在长三角城市建设目标的转变中，每一城市都会面临如何优化城市景观格局、避免水资源耗竭和水环境恶化、减轻热岛效应等问题；城市湿地公园的建设，正是长三角城市解决这些问题的重要措施之一，因而湿地公园的建设，也是长三角城市建设方向转变的一个重要标志。正由于此，湿地公园的建筑风格，更多地要考虑到与未来城市风貌的协调，这也就特别需要一种景观规划上的创新。

（2）遵从自然的理念

景观规划中的这一理念是1969年美国景观规划大师McHarg在其出版的《设计遵从自然》中提出的。1962年，美国学者Carson发表的《寂静的春天》，对生态问题敲响了警钟，引起了人们对生态问题的重视。出于对生态的重视，McHarg把景观规划的任务从美化和装点花园的轻松视角，转换到以恢复和保护生态来拯救城市、乃至拯救地球和人类的一个无比严肃的角度。为此他将生态学原理结合到景观规划之中，提出了景观规划要遵从自然的思想（俞孔坚，2003）。所谓遵从自然，就是在景观规划中，要顺其自然和维护自然，使自然环境不受或尽量少受人类的干扰，维护景观的自然过程与原有生态格局。这种遵从自然的理念，体现在具体的景观规划设计中，就是最大展现原则和最小干预的原则，最大限度地利用自然景观和最小程度地进行对景观的人为改造。

景观是一种显露生态的语言（Thayer，1998）。有的学者提到，自然景观及过程离现代城市居民生活渐行渐远^[40]。湿地公园的景观价值最重要的就在于能够显示自然生态过程，因此，它始终应该是以自然景观和生物景观为主，而以人文景观为辅的，应该注重自然的充分展现和人为干预的尽量减少。

从展现自然和最小干预的原则出发，在湿地公园景观规划中，对湿地水体，如河流、溪、潭、泉、瀑等应尽量维持原生状态，还自然以本色，不得过度人为地改造或调整；景区内的道路要注意充分利用自然现存的通道，注意以林间小路、河岸为主，以让湿地自然景观在游人面前得到更多展现；道路施工应尽量利用卵石、沙子、竹木等接近自然的无污染的材料。凡因旅游开发而需要有人工建筑处，应尽量使用天然材料，同时注意与周边自然环境保持协调、和谐。

（3）人与自然和谐的理念

湿地公园建设的直接动因是为了加强对湿地生态的保护，但湿地生态的保护，最终目的还是从人出发的，是为了更好地发挥湿地的生态功能，特别是城市湿地公园建设的根本目的，正是在于创设宜人居的城市环境。

从长三角目前的实际情况来看，急需解决的问题首先是水污染的问题；因而在强调保护优先原则的同时，应该同时强调治水为先的原则，国内外专家对此有共同的看法。华东师范大学陆健健教授认为，在长三角湿地的17种功能中，污染削减应该放在首位。长三角地少人多，土地成本十分昂贵，长江口和杭州湾地区历来是工业发达地区，减少污染是一个长期课题，判断湿地保护成功与否的关键因素，并非景观好不好看，也非聚集多少品种野生飞禽，而是降低了多少污染。长三角湿地的生态服务价值，至少60%应该是体现在污染削减上^[41]。承担无锡长广溪国家城市湿地公园规划设计的加拿大专家马休伦强调湿地建设的一个重要原则是，在解决好水污染问题的前提下，再兼顾景观效果。由此目的出发，湿地公园应当建设在生态敏感地带，比如说河道入湖口、水源地附近、地表污水集中处等。他对一些城市湿地公园过于注重景观的美化也表示不满^[42]。有鉴于此，湿地公园的景观规划中要注重从生态环境维护面临的主要矛盾和人们对生态环境改善的主导性需求出发，紧紧围绕“水”的主题，在利用湿地治理水污染和改善水生态上做文章，充分发挥湿地在净化水体和涵养水源方面的功能，通过湿地公园建设，寻求水污染的生态治理途径，使城市水体获得自净化机制，从而为城市的可持续发展提供水资源方面的充分保障。

要创设最宜人居的环境和促进人与自然和谐关系的形成和发展，湿地公园景观规划中，在坚持治水为先的原则的同时，还要坚持让人“亲和自然”的原则。在建设部制定的《城市湿地公园规划设计导则（试行）》中强调，城市湿地公园与湿地自然保护区的区别，在于湿地公园强调了利用湿地开展生态保护和科普活动的教育功能，以及充分利用湿地的景观价值和文化属性丰富居民休闲游乐活动的社会功能。在湿地公园的景观规划中，要注重创设更多让人与自然亲近接触的机会，通过诸如亲水平台、观景台、观鸟屋、林间小道的设计，为人们与自然生态之间更多地“面对面”。而更重要的，则是要辩证处理好利用与保护的关系，在保护优先的同时，不仅要兼顾湿地公园在休闲、旅游方面的功能，同时还应当注重湿地公园在科普教育方面的价值；要坚持为社会大众服务的方向，避免在保护的名义下使湿地公园的消费贵族化、高价化的倾向，也要避免只顾经济利益而忽视其文化功能的倾向，从而通过湿地公园建设，增进人们和自然的接触与对自然的热爱；同时也更全面地发挥出湿地公园在改善城市生态环境、休闲旅游、科普教育等方面具有的生态、环境和社会效益。

（4）可持续发展的理念

景观生态规划强调人与整个自然界的相互依存和相互作用，维护人类与地球生态系统的和谐关系，其最直接的目的是资源的永续利用和环境的可持续发展，最根本目的是人类社会的可持续发展（高黑，倪琪，2005），因而在景观生态规划中必须牢固确立一种可持续发展的理念。当前景观规划设计中的这种理念主要体现在“4R”，即Reduce，Reuse、Recycle和Renewable，其中Reduce即减少对各种资源尤其是不可再生资源的使用；Reuse是在符合工程要求的情况下对基地原有的景观构件进行再利用；

Recycle指建立循环再利用系统；Renewable则是利用可再生资源、可回收材料^[43]。

然而，目前在我们的景观规划中，许多人总是认为造价越高，景观就会越美，价值也越大，这实在是一个极其危险的误区。因为正是这种对人类资源无节制的使用导致了资源的日益枯竭和环境的日益衰败，给人类社会的可持续发展带来巨大的威胁。有的学者指出了国内目前景观规划中的一个普遍问题，即非生态的规划设计引导着不可持续的景观的创造（俞孔坚，吉庆萍，2000；俞孔坚，2001）。生态的景观规划应以人类的长远利益为着眼点，以对生态理念的理解和生态原则的遵循，促使人类社会朝着可持续发展的目标迈进。因此，生态的景观设计是真正的人性化设计。在湿地公园的建设中，应当从根本上摈弃唯美主义和拜金主义，坚持简约节能、多重利用、循环再生和因地制宜。

香港湿地公园规划中，就充分体现了这些原则，例如：①在湿地植物的选择上，大量使用了在香港苗圃不常见的乡土湿地植物物种，既可以尽可能地模拟自然生境，而且能将维护成本和水资源的消耗降到最少。②注意材料的再利用，包括军器厂街警察总部拆卸下来的花岗岩废料、动物折纸造型的雕塑、周边流浮山渔村中弃置的蚝壳等，都被巧妙地运用在公园入口景观的设计中。公园内有一堵填充砖墙，也是利用广州某传统中式建筑拆下来的砖砌成的。③努力提高能源利用效率，降低运营费用。在空调设施中采用了地温冷却系统，通过埋设于地下50m深的管槽内的聚乙烯管组成的抽送系统，利用相对稳定并且几乎保持恒定的地温，既可以防止废热能排入大气，在总体上也可以节约25%的能量；同时，安装了根据游客数量而调节新鲜空气的二氧化碳传感器和由计算机控制的照明系统，在不需要时可以自动关闭以节约能源（汤学虎，赵小艳，2008）。

长三角的常州蔷薇园城市湿地公园的规划中，也注意到节能和循环再生原则的运用。例如：①公园内采用风能、太阳能等环保能源，经蓄电池提供室内照明，在遇到连续阴雨或风力较小时，再自动切换到交流电。②利用德国人工生态湿地技术，制造公园“活水”，配置每天为公园补充80m3景观用水的1．33hm2农田。③建造湿地型生态厕所，通过小型湿地对厕所污水的拦截、过滤、沉降、生物分解等环节处理，达到国家综合一级排放标准再直接排入公园内河^[44]。

2）湿地公园生态规划的方法

（1）湿地公园的生物多样性评价

湿地公园的规划，当然需要遵循一般景观规划的方法，从程序上，必须首先进行有关景观资源的调查，尽可能详尽地掌握有关景观资源的各种资料、数据；在这一基础 上，再进行有关景观要素、景观组成结构和空间格局现状等方面的分析；然后，根据规划目标拟定景观组成结构和空间格局上调整、恢复、建设的可能方案；再通过评价这些方案选择最佳方案；并继续对所选择的方案进行充分论证、详细修订，同时提出相应的技术措施、工程步骤和所需的各种外部保障。有的学者把这一程序归结为11个步骤：①明确规划问题与机遇；②确立规划目标；③在区域尺度上的景观分析；④在地方尺度上的景观分析；⑤详细研究；⑥提出初步的有关概念和方案；⑦景观规划；⑧广泛征求市民意见；⑨设计探索；⑩规划与设计的实施 管理^[45]。

相对于一般景观规划，湿地公园在规划前期的现状分析中不仅要进行一般景观资源的调查与评价，还需要进行湿地区域内生物多样性方面的调查和景观适宜性方面的评价。这种调查和评价通常要涉及6个方面的指标，即多样性、稀有性、代表性、自然性、面积适宜性和危机性（郑允文等，1994）：①多样性是反映区域内生物数量和种群丰度的指标，包括群落多样性、生境多样性、物种多样性等。②稀有性是度量区域内物种或生境等在自然界现存数量稀有程度的指标，包括稀有物种、稀有群落和稀有生境等；通常分为广泛分布的稀有种、具有严格地理区域的地方种、与物种主要分布区发生地理隔离的种群、处于物种地理分布区边缘的种群与曾经丰度很高或者分布很广但现在已为数不多的濒危种等5种类型。③典型性指区域内的生物种群和生态系统对同类型生物种和生态系统的代表程度。如果保留着原始植被，或具有其他地区所不能替代的物种或生态系统，或具有较高的生物多样性，则被认为具有典型性特征。④自然性是度量区域开发程度的指标，常称为自然度，一般可分为完全自然型、受扰自然型、退化自然型、人工修复型等4种类型。⑤面积适宜性是度量区域面积与保护生物种群必须面积之间比例关系的重要指标，根据岛屿生物地理学模型，生物种数S与岛屿面积A之间的数量关系为S＝CAz（C、Z为常数，Z通常为0．16～0．35）。⑥危机性（一般称生存威胁，笔者在这里改称危机性）是评价外部干扰给区域内生物所带来的生存危机的指标，这种外部干扰如土地的开发、林木资源的砍伐、野生动物的捕猎、水资源的污染等。

通过以上指标的评价，可以获得相应的量化数值；再考虑各指标适当的权重，就可以获得对湿地景观中生物生态质量的评估数值，这些数据都是湿地公园规划中的重要依据。在多样性指标上达到一定水平，才具有在湿地公园内建立生态系统保护区的价值；在稀有性指标上和生态质量上达到一定水平，才可能考虑作为野生生物类保护区规划（弗雷德里克·斯坦纳，2004）。

（2）湿地公园的功能分区

湿地公园生态规划的基本方法之一就是进行功能分区，根据湿地功能进行必要的区域划分，分区赋予特定目标和分别使用、管理，以通过对游客的分流，避免旅游活动对景区资源造成破坏。

最早的功能分区模式是美国景观建筑师所倡导提出的同心圆模式，将国家公园从里往外分成核心保护区、游憩缓冲区和密集游憩区，后得到世界自然保护联盟的认可。以后，有人又进一步提出圈层国家公园分区模式，将公园分成重点资源保护区、荒野低利用区、分散游憩区、密集游憩区和服务社区，曾被广泛应用于加拿大国家公园建设。我国自然保护区的功能分区多采用同心圆模式，分为核心区、缓冲区和实验游憩区。我国湿地公园的功能分区，则基本参照了自然保护区的功能分区方式，在《城市湿地公园规划设计导则（试行）》中要求，城市湿地公园在功能分区上一般包括重点保护区、湿地展示区、游览活动区和管理服务区等区域：在重要湿地或湿地生态系统较为完整、生物多样性丰富的区域，应设置重点保护区。在重点保护区内，可针对珍稀物种的繁殖地及原产地设置禁入区，针对候鸟及繁殖期的鸟类活动区设立临时性禁入区。湿地展示区在重点保护区外围，重点展示湿地生态系统、生物多样性和湿地自然景观，开展湿地科普宣传和教育活动。游览活动区则利用湿地敏感度相对较低的区域，开展以湿地为主体的休闲、游览活动。管理服务区也设置在湿地生态系统敏感度相对较低、对湿地整体环境干扰较小的区域。

当然不同的湿地公园，面积大小不同，生态分布情况不同，功能定位也有所不同，如保护区可以进一步划分为核心保护区，重点保护区，一般保护区，过渡缓冲区，保育恢复区；游憩区也可进一步划分为高密度游憩区、中密度游憩区、低密度游憩区和游憩限制区等。目前，我国部分湿地公园的功能分区的情况如表4．7。

表4．7　部分湿地公园功能分区

续　表

（3）景观生态规划中的“斑块—廊道—基质”模式

斑块、廊道和基质是景观生态学用来解释景观结构的基本概念。按照景观生态学的观点，景观是由景观元素组成的，所谓景观元素即地面上相对同质的生态要素或单元。而景观元素有三种类型，即斑块、廊道（亦称走廊）、基质。

斑块即最小的异质性单元，是一个具体的生态系统，是“一个在外观上与周围环境明显不同的非统性地表区域”。斑块可分为：干扰斑块，因受外部干扰而明显不同于周边区域的地块，例如被采伐的森林；残存斑块，它是由大范围受干扰的区域所包围的一小块未受干扰地块；环境资源斑块，由于环境资源的空间异质或镶嵌分布形成的地块；引进斑块：由于人类将生物引进而形成的地块，分种植斑块和聚居地。大斑块比小斑块含有更丰富的营养和能量，因而具有物种的多样性。对于不同面积的岛屿，大致的规律是面积增加10倍，物种增加2倍。但斑块又具有边缘效应，斑块边缘比斑块中心具有更高的生物生产力。但总的来说，斑块与生物保护之间的关系是，大斑块能保护更多物种，斑块完整比破碎好，连通比隔离好，簇状比线性好。由于斑块的边缘效应，不同形状的斑块，如圆形的和长条形的斑块在生态效应上会有较大差异。根据斑块的不同分布情况，景观格局的基本类型可有规则或均匀分布格局、聚集（团聚）型分布格局、线状格局、平行格局、特定的组合或空间联结格局等。

廊道是不同于两侧基质的狭长地带，也可以看作一个线状或带状的斑块，在景观区中起着将景观连接和将景观分离的双重作用，起着通道、屏障、汇流和栖息地的作用。它影响着斑块间物质、能量和物种交流，一方面能够减少甚至抵消景观破碎化对生物多样性的负面影响，但也可能加速疾病、外来物种和其他干扰的扩散。按形成原因，与斑块分类相似，廊道可分为干扰廊道、残余廊道、资源廊道和种植廊道；其基本类型则是分为线状廊道、带状廊道和河流廊道。廊道的结构特性取决于廊道的宽度、长度、弯曲度，连通性、狭窄点和联结点等。

基质（亦称本底）是景观中范围广阔、相对同质且连通性最强的背景地域。其面积一般都超过其他类型景观元素面积之和，即应覆盖一半以上景观面积。它在很大程度上决定了景观的性质。如西溪湿地公园中水域面积达70%，其水域即可被视作是景观基质。

斑块、廊道、基质形成的拓扑几何图形反映了景观的平面结构格局。而斑块、廊道在基质中的形状、面积、分布状态等都与生物多样性之间有着一定的关联；这样，就可以通过解析景观区域的平面拓扑结构而获得一系列关于斑块、廊道、基质形态的数值指标；即景观指数（参见表）。这些景观指数浓缩了景观格局信息，反映出其结构组成和空间配置某些方面的特征。通过这些景观指数，再与所获得的相应的生物多样性的各种数值指标进行统计相关分析；就可以获得景观平面拓扑结构在一定统计概率下影响生物多样性的若干参数。而后，就可以用这些参数作为在不同生物保护目标下进行景观生态规划设计的参照性或指导性数值。

以斑块、廊道和基质作为景观要素并引入定量化的景观指数，使景观规划充分考虑到景观格局对生物多样性的影响，充分注意到景观的异质性、多样性、连通性，也为景观规划提高了生态学方面的数量依据，使景观规划的可信度和精度都有所提高，例如，一般面积较小的水池（＜0．2hm2）会为蚊子提供适宜的栖息地生境。但斑块形状特征较简单、边缘周长与面积比值较低的水池则可抑制蚊子种群的定居及繁殖。这就可以从斑块的形状与面积对生物多样性的影响中得到解释。因此，这种方法也成为景观生态规划的一种普遍方法。例如，南京七桥瓮生态湿地公园规划为“一轴、两带、五片区”^[46]；溧阳天湖湿地公园分为水生花卉园、湖滨生态园、平桥河生态廊道、芦苇园、林岛园、“双龙”入湖生态景观带和生态产业与生态人居园等7个部分，其实就是两条廊道、五个斑块（黄群芳，2005）。从这两个湿地公园的规划中我们都可以看到“斑块—廊道—基质”模式的规划痕迹。

但另一方面不能不看到的是，虽然对于景观指数的研究，可以为许多生态现象找到较合理的解释；虽然目前已经有了相应的计算机软件（FRAGSTATS—景观结构数量化软件包），可以方便快捷地计算出许多景观指数，但总的来说这一方法尚未充分成熟，毕竟影响生物多样性的因素太多，在一定的区域内，不同的气候、水文、土壤、环境条件，垂直方向、水平方向的空间因素等都会影响到生物多样性。在复杂、交互的多维空间中，仅仅抽出二维平面、水平方向上有关参数，通过极不完全的归纳从中寻找出它对于生物多样性的影响。这样获得的有关参数，其可靠性的最终确立和信度、精度的提高等，都还有待进一步的探讨。

表4．8　常用部分景观指数

续　表

4．4．2　长三角湿地公园的生态容量　

承载力是一个地方不致产生自然环境无法承受的变化，或游憩体验质量无法承受的下降，而能容纳的最大活动量（Mathienson ＆Wall，1982）。可以说，旅游容量是旅游发展的一种“临界点”，它一方面表现为旅游地所期望达到的最大旅游人数，另一方面则反映了旅游者在旅游地所愿意接受的最低享受程度。随着城市人口、闲暇时间和私家车保有量的持续增加，崇尚自然的娱乐和旅游也在不断增加（Liddle，1988）。因此，要保障自然旅游地的可持续发展，关键要在旅游规划中把旅游规模控制在旅游容量所许可的范围内。对于湿地公园而言，其建设目的之一是维护生态平衡，而旅游者的兴奋点也在对其生态特性的关注上。一些学者认为，承载力主要是一个生态学概念（Abernety，2001）。因此在多维度的旅游容量的考虑中，尤其需要注重对旅游生态容量的分析和控制。

1）旅游容量·旅游环境容量·旅游生态容量

旅游容量，旅游业极限容量，旅游环境容量，这些从字面上不尽相同的概念在内涵上是可以具有某种差异性的，例如，旅游容量，应是比旅游业极限容量和旅游环境容量外延更广的概念，旅游容量的概念中可以包含最大旅游容量，最优旅游容量；也可以包括旅游环境容量、旅游设施容量。但在实际使用中，这几个概念往往具有很大的同一性，往往都是指特定时间内某一旅游地（区点）所能承受的旅游活动的最大容量。

旅游容量与旅游业极限容量通常情况下是同一概念，是指一定时期内不会对旅游目的地的环境、社会、文化、经济以及旅游者旅游感受质量等方面带来无法接受的不利影响的旅游业规模最高限度，一般量化为旅游地接待的旅游人数最大值

^[47]。

容量对于不同的人意味着不同的事物，没有普遍的定义（Cooper et al．，1998）。由于旅游业的综合性，旅游容量有着多维化的特征，有的学者认为旅游容量可以包括旅游物质容量、环境容量、心理容量、社会容量以及经济容量5个方面。还有的学者则将旅游容量分为旅游心理（感知）容量、旅游资源容量或旅游物质容量、旅游生态容量3个方面。

旅游环境容量，和旅游环境承载力基本上是同一概念，原本是旅游容量的一个方面。狭义的旅游环境，指由旅游区的地貌、空气、气候、水、动植物等所组成的自然生态环境^[48]。因而，在某些场合旅游环境容量与旅游生态容量的含义也是同一的。但以后它却延展成与旅游容量接近同一或基本同一的概念。例如，20世纪70年代，国外学者里蒙、史迪科（Lime ＆Stankey，1971）指出旅游容量是一定时间内某一地域的一种利用强度，要以一定的标准供旅游者使用，而不是破坏环境和游客体验，并提议把环境容量分成生物物理容量、社会文化容量、心理容量和管理容量等4类进行研究。1985年，道格拉斯·皮尔斯在其所著的《旅游开发》一书中将环境容量分为物质容量、环境容量和心理容量3个部分。1989年，爱德华·英斯基普（Edward Inskeep，1989）提出旅游容量包含两层含义：一种是旅游业的接待能力，另一种是环境的承受能力。1994年，我国学者崔凤军指出旅游环境容量是在某一旅游地环境的现有状态不发生对当代人（包括旅游者和当地居民）及未来人有害变化（如环境美学价值的损减、生态系统的破坏、环境污染、舒适度减弱等过程）的前提下，在一定时期内该旅游地所能承受的旅游者人数。他并认为旅游环境容量主要包括环境生态承纳量、资源空间承载量、心理承载量、经济承载量等方面（郭滨等，2004）。在许多研究旅游环境容量问题的论著中，旅游环境容量通常都被分为旅游心理容量、旅游资源容量、旅游生态容量、旅游经济容量和旅游社会容量等5个方面，与旅游容量的内涵完全是同一的。

旅游生态容量是旅游容量或旅游环境容量的一个方面，是一定时间内自然生态环境不致退化的前提下某一地域所能容纳的最大旅游活动量。可见两者间内容并无任何实际差异，换言之，以这一旅游环境容量的定义用于旅游生态容量的定义也并无任何不妥。

两者定义的同一性无疑反映了旅游生态容量这一概念本身可能具有的一种外延性和拓展性，但为了避免概念的混乱和可能发生的歧义性，我们在这里还是把旅游生态容量界定在严格的狭义层面上，即旅游生态容量是一个包含在旅游环境容量之中的一个与旅游心理容量、资源容量、经济容量、社会容量相关完全平列的一个概念，主要指旅游地生态环境自恢复能力或环境生态承载力所允许的游客数量，这种环境生态承载力，包括水质、大气质量、土壤、植被、野生动物、滑坡、崩塌、泥石流等对旅游及相关活动的承受能力等。一般可以下列函数式表达；

FC＝min｛WEC，AEC，SEC，GEC…｝

式中：FC—环境生态承载力即旅游生态容量；

WEC—水环境承载量；AEC—大气环境承载量；SEC—狭义的卫生环境承载量，主要指系统对固体废弃物的处理能力（SEC＝固体废弃物日处理能力／平均每人每天产生固体废弃物量）；GEC—指植被和其他生物多样性的环境承载量。

由此式可以看出，湿地公园的生态容量，即是湿地公园在水环境、大气环境、卫生环境、植被环境等不被破坏或不致恶化下所许可的游客人数阈值WEC、AEC、SEC、GEC等中间的最小值。

2）湿地公园生态容量的环境瓶颈与区块瓶颈

计算湿地公园的生态容量，首先一步是要分别计算系统的水环境容量、大气环境容量、卫生环境容量、植被和生物多样性环境容量，即湿地公园在水环境、大气环境、卫生环境、植被和生物多样性环境等不被破坏或不致恶化下所许可的游客人数阈值WEC、AEC、SEC、GEC。

（1）水环境容量

水环境容量一般可以下列公式计算：

WEC＝系统水环境每日自净化能力指数／游客每日人均水污染指数

式中的水污染指数即系统水质受旅游活动影响的指标涉及的方面很多，所以从理论上来说，需要计算在有关水污染的各项指标上的WEC，然后从中确定最小值。但实际计算时往往只是选择最主要的几个指标甚至一两个指标。例如，某些研究文章在自然保护区水环境承载力时往往只选择生化需氧量BOD5［反映水体有机污染的一个指标，指水中有机物质在生物的生化作用过程中5天20℃时所需的溶解氧量（夏青，2004）］这一个指标，而李睿（2007）在确定杭州西溪国家湿地公园生态环境容量时则选择了生化需氧量和氨氮量（NH3－N）（反映水体含氮有机物污染的指标）两个指标。而相应的系统水环境每日自净化能力和游客每日人均水污染指数一般需要通过实测或参照有关经验数据而得。

通常来说，湿地水体在一定的时间内对污染物都可以有一定的自净化能力，这种自净化能力可以通过游客人数与湿地水体某方面水污染指数之间的相关分析而获得，但这需要有一定时间周期的实测数据。在缺少这样的实测数据的情况下，可以通过系统水体有关水污染指标的即时实测数据和水体类型相关指标的标准之间的差值进行估算。

根据我国《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002），各类水体中BOD5和NH3－N的指标值如下表所示：

表4．9　水质分级的BOD5和NH3－N含量指标

其中Ⅲ类水“主要适用于集中式生活饮用水地表水源地二级保护区，鱼虾类越冬场、洄游通道、水产养殖区等渔业水域及游泳区”、“Ⅳ类主要适用于一般工业用水区及人体非直接接触的娱乐用水区”、“Ⅴ类主要适用于农业用水区及一般景观要求水域。”

如果系统水体的容积为L（L），某一水污染指标的实测数值为A（mg／L），游客每人产生的相关水污染数值为R（mg／d），要求因为游客带来的水污染而不致使水污染指数增加的极限数值为某类水体在该指标上的阈值B（mg／L），则在这一指标上系统当天的水环境容量WEC＝L（B－A）／R。

但问题还在于第二天系统水体是否能恢复到原来的水质，如果系统要消解所增加的水污染L（B－A），达到原来的水质水平需要时间周期为T天，则在连续承受旅游污染状态下系统在该指标上每天的水环境容量为WEC＝L（B－A）／RT。

例如，假定某湿地公园中水域面积为50%，平均水深为1m，水域水质正常保持在Ⅲ类水体水平，当前实测为BOD5＝3．5mg／L（Ⅱ类、Ⅲ类水质的中间值），NH3－N＝0．75mg／L（Ⅱ类、Ⅲ类水质的中间值），据李睿等一文中提出的数据，旅游者人均产生的BOD5和NH3－N分别是40克／天（g·d－1）和7克／天（g·d－1），假定湿地公园水体对两者降解周期均为5天，并要求湿地公园水质必须保持在Ⅲ类水质的水平上，则在BOD5指标上每公顷的WEC＝10 000·50%·1·1000·（4－3．5）／（40·1000· 5）＝12．5（人）；在NH3－N指标上每公顷的WEC＝10 000·50%·1·1000·（1－0．75）／（7·1000·5）＝35．7（人）；因而此时每公顷的WEC＝12．5人。

但目前一些湿地公园的水质多未达到Ⅲ类水质要求，如西溪湿地公园BOD5和NH3－N的实测指标分别为5．65mg／L，和1．16mg／L，为Ⅳ类水质，该公园目前水域占70%，平均水深1．6m，假定湿地公园水体对BOD5和NH3－两者降解周期均为5天，则在保持Ⅳ类水质的要求下，BOD5指标上每公顷的WEC＝10 000·70%·1．6· 1000·（6－5．65）／（40·1000·5）＝19．8（人）；在NH3－N指标上每公顷的WEC＝10 000·70%·1．6·1000·（1．5－1．16）／（7·1000·5）＝108．8（人）；因而此时每公顷的WEC＝19．8人。

有时因为获得有关实测数据较为困难，为估算方便，往往直接通过公园的污水处理能力和人均污水产生量估算水环境容量：WEC＝污水日处理能力／人均污水产生量。例如，假设某公园建有日污水处理能力为1000t的污水处理场，游客每人平均每天产生污水约0．13t，则水环境容量为1000／0．13＝7778人。

（2）大气环境容量

大气环境容量一般可以下列公式计算：

AEC＝系统大气环境每日自净化能力指数／游客每日人均大气污染指数

游客产生的大气污染指标也是多方面的，如增加的CO2，增加的汽车尾气、增加的空气尘粒等。从理论上来说，也是需要计算在有关大气污染的各项指标上的AEC，然后从中确定最小值。同样，系统在大气环境方面的自净化能力可以通过游客人数与湿地大气某方面污染指数之间的相关分析而获得，但这需要有一定时间周期的实测数据。在缺少这样的实测数据的情况下，一般通过系统有关空气指数的实测数据和空气分级标准的指标数值之间的差值进行估算。

如湿地面积为S（m2），湿地空气中某一指标上的实测数值为A（mg／m3），《环境空气质量标准（GB 3095—1996）》中在该指标上维持级（即保持空气质量不低于该级）的空气质量分级标准值为B（mg／m3），在该指标上人均产生的空气污染值为R（mg／d），该指标上污染降解的周期为T天，则AEC＝S·10 000（空气厚度，按10km计）（BA）／RT。

由于现有数据的限制，一般选择总悬浮颗粒物（TSP，即尘粒）的含量作为大气容量的主要指标。在《环境空气质量标准（GB 3095—1996）》中在空气中TSP浓度的分级标准如表4．10。

据李睿文中提出的数据，旅游者人均产生的尘粒为60g／d，如某一湿地公园空气质量达到二级标准，实测为日平均0．21mg／m3，所增空气尘粒的降解周期为1天，要求湿地公园保持二级空气质量，则湿地公园1hm2在TSP上的AEC＝10 000· 10 000·（0．30－0．21）／（60·1000）＝150人。

表4．10　空气中TSP浓度的分级标准　　（单位：mg／m3）

（3）卫生环境容量

卫生环境容量主要以湿地公园对生活废弃物（固态遗弃物）的处理能力为依据，计算公式是：SEC＝系统每日废弃物处理能力／游客每天人均产生废弃物。

公园的生活废弃物处理能力与公园基础设施和在生活垃圾处理上配置的人力资源有关。在基础设施上一个常被人忽视但却极其重要的方面是厕所蹲位，如果公园内厕所蹲位为N个，平均每人每天使用15分钟，每天使用时间以8小时计，公园在厕所问题上的卫生容量则为8·4N＝32N分钟。在人力资源上主要是垃圾清理人员，根据上海市容环境管理局的统计，上海旅游者人均产生的垃圾约0．84kg／（人·天）（韩贵峰，2005）；杭州西溪公园日均产生垃圾为1000kg，旺季时则为2500kg，以其游客限制人数为3000人计，大体上与上海旅游者每天产生的生活垃圾相当。以此数据作为公园内游客丢弃垃圾的平均值，并据另一统计数据以垃圾清理人员每人能清理垃圾约150kg（当然这还取决于垃圾丢弃的密度和垃圾清理人员的工作方式）计，如前述公园内清理垃圾的工作人员为m人，则公园在生活垃圾处理的为150m／0．84＝178．5m。而此时，系统的卫生环境容量SBC＝min｛32 N，178．5m｝

（4）植被和生物多样性环境容量

植被环境容量包含两层意义，一是指系统植被生态所能承受的旅游大气污染，二是指系统植被不遭践踏时的游客容量。前一指标实际上已经包含在大气环境容量中，而后一指标则主要取决于公园道路容量。

道路容量一般需分完全游道和不完全游道两种情况考虑，在完全游道的情况下（即旅游线路为单向而不需走返回路），游道总长为S m，每一游客所占适宜平均游道长度为Am，游道周转率为d（d＝游道全天开放时间／游完全游道所需时间）；则道路容量＝S／A·d。

如果游道是非完全游道，游道中往返道所占比例为R（0≤R≤1），则道路容量GBC＝L／（1＋R）A·d。

有时为了简单，就以每位游客占用的道路面积估算，如取值5～10m2／人（一般游步道容量参考标准12m2／人，登山步道标准8m2／人），但这种计算方法因未考虑由于存在返道而增加的游人密度，在存在返道时会有一定误差。

如果是作为鸟类或动物保护区的湿地公园，还需要从人鸟距离或人与被保护动物之间的距离来考虑环境容量。根据有关经验数据，野外人员和水禽接近到100～200m时就可能惊动水禽。因此，两条道路间的距离应大于300m。如以游道宽度为n m计算，则保护区内游道最大面积s可以不大于保护区面积S的n／300估计，而相应的最大长度L则为s／n（s单位为m2），所以L＝S·（n／300）／n＝S／300（S单位为m2）。然后再以此L和每一游客宜占游道长度计算道路容量。

在获得以上各方面的生态环境容量后，从中选取最小值就可以获得湿地公园的生态容量。由于湿地公园本身所具有的净化水体，调节大气环境的功能，一般来说，在湿地公园的水环境容量、大气环境容量通常不会成为制约湿地公园生态容量的瓶颈因子，如有一篇分析上海市旅游生态容量的文章，其中认为制约上海旅游生态环境的主要因素在于城市的垃圾处理能力（韩贵峰，2005）。但不少研究自然保护区和湿地公园生态环境容量问题的论著中，都认为系统生活垃圾的处理可以通过增加这方面的工作人员和湿地基础设施条件的改善加以解决，一般也不至于会成为制约湿地公园生态容量的瓶颈口（陈向红，2003）。因此可能主要的瓶颈口在于为避免践踏而需要维持的游人道路密度和为保持人鸟距离而需要保持的游人空间密度上。

除了这种环境瓶颈，以外，还有一种组块瓶颈。根据《风景名胜区规划规范》中的面积规定，从生态原则出的适宜游人数是：每hm2针叶林地2～3人，阔叶林地4～8人，森林公园15～20人，草地20～25人，城镇公园0～200人。根据这样的生态要求，如果湿地公园可以分为若干不同生态景观的组块Si（i＝1，2，3，…，n；单位：hm2），各组块在一定生态原则下对游客人数的限制标准分别是Ai（i＝1，2，3，…，n；单位：人／hm2），各组块的游览周转时间分别是ti（i＝1，2，3，…，n；单位：小时），公园每天开放时间为T（单位：小时）则各组块每天所能容纳的游人数为SiAiT／ti（i＝1，2，3，…，n）。

此时FC＝min｛SiAiT／ti，i＝1，2，3，…，n｝

湿地公园中高密度游憩区和低密度游憩区允许的游人密度往往差异较大，所以Ai特别小的低密度游憩区很容易成为公园生态容量的一种组块瓶颈。例如，假设150hm2的湿地公园中有一组块为针叶林地20hm2，游完这一组块的时间为1小时，则每天能容纳的旅游人数为20·2．5（1hm22～3人，取中间值）·8／1＝400人，即湿地公园的生态容量最多也仅400人。

3）湿地公园生态容量的平衡控制和动态控制

湿地公园的生态容量遵循的是一种水桶原理，正如水桶的容量取决于组成桶壁的最短一块木板的高度，湿地公园的生态容量也取决于各方面的环境容量和各组块生态容量中的最小值。当存在过窄的环境瓶颈或组块瓶颈时，湿地旅游资源很多部分实际上就没有得到充分利用。因而可以引入生态容量平衡度的概念如果系统生态容量包括m个分量FCi（i＝1，2，3，…，m），FC＝min｛FCi，i＝1，2，3，…，m｝；FCP＝∑FCi／m，生态容量平衡度P＝FC／FCP从，可以看出0≤P≤1。仅当FC1＝FC2＝FC3＝…＝FCm，有FC＝FCP，即P＝1，P值越小，反映出FC与其他FCi之间的相对差距越大，也意味着其他生态容量的指标利用度也越低。

正由于此，提高P值，使系统生态容量各分量之间相对平衡，是提高旅游系统生态容量的基本途径。例如，在湿地公园组块结构中，从系统生态容量的平衡控制出发，一般高密度游憩区在面积上的比例应更小一些，低密度游憩区的面积比例宜更高一些；但面积比例大，游览的线路更长，时间周期又会加大，所以在低密度游憩区有时可能需要采取较便捷的交通工具，以缩短游览的时间周期，使得各组块的生态容量相对平衡。在环境分量中，如卫生环境容量SBC或植被环境容量GBC偏低，可通过增加垃圾处理人力资源或改进道路设计的方式提高SBC或GBC的数值。

另一方面，则要考虑适当的动态控制。现实中，旅游系统中生态容量其实是不断变化的，如九寨沟的环境容量最初确定为5000人／日，写入《四川省旅游发展总体规划》中的九寨沟环境容量为5400人／日；2001年则提高到每日12000人（李艳娜，张国智，2000；章小平，朱忠福，2007）。随着生态控制技术的提高，一方面有可能发现更多制约系统生态容量的阈值，另一方面则有可能突破现有某些生态容量阈值的制约，例如，如果湿地的污水处理能力增强，则水环境容量就可能得到明显提高。所以，湿地公园的生态容量是可能随着时间的推移和湿地公园建设水平的提高而有所增加的。

另外，值得注意的湿地公园各组块之间生态容量的平衡度实际上取决于游客在系统内的时空分布特点，通过对游客在系统内旅游时空分布特点的分析，才能更好地寻找提高生态平衡度的途径。目前已有的某些技术，例如无线射频识别，又称电子标签（E－Tag）技术，可以利用电子门票，通过射频信号自动识别目标对象的即时空间方位（付蓉，张西林，汪斌，2007）。而通过所有游客即时空间方位的辨识和记载，就可以获得关于游客在公园中时空分布情况的各种准确数据。如某一个时点的游客总人数或某一时间段内或某一组块游客的平均人数，每一游览线路或每一组块上游客的平均逗留时间等。有了这些准确数据，就可以更深入地解析系统内游客的时空分布特点，就有利于为解决系统生态容量的组块瓶颈问题找到有效方法。

4．4．3　长三角湿地公园的生态效益评估　

1）生态效益·生态服务功能·生态机会成本

湿地公园的立项建设和以后的运行、管理中，都会有一个重要的问题，即如何评估其生态效益的问题。

生态效益是在满足大多数人需要的同时保护和优化环境系统保持生产力的可持续运行能力以满足全人类的整体和长远需要的效益（刘昆，2002），是某一生态系统对人类的生存条件、生活环境和生产活动所产生的有益效应^[49]。

生态效益是从维护生态平衡的角度提出的相对于直接经济效益的一个概念，生态效益与经济效益之间是相互制约、互为因果的。长期以来，人们在社会生产活动中，往往由于过于追求直接的经济效益，没有遵循生态规律，不重视生态效益，致使生态系统失去平衡，各种资源遭受破坏，已经给人类社会带来灾难性的后果，使经济发展也受到阻碍。因而，如果生态效益受到损害，整体的和长远的经济效益就难以得到保障。因此，人们在社会生产活动中需要努力维护生态平衡，力求做到既获得较大的经济效益，又获得良好的生态效益。

湿地公园的建设，重要的目的就是为了维护生态平衡，以发挥湿地的生态效益。但如何评估其生态效益，却是较为复杂、困难的一项工作。前面已经提到，湿地具有巨大的经济、生态和社会功能，包括提供水源和补充地下水，调蓄水量、控制洪水、影响小气候，增进空气含氧量、净化水体和环境，提供物质产品、矿物资源和能源，保护野生动植物、提供鸟类栖息地，维护生物多样性，保持水土、保护堤岸和防止盐水入侵，发展生态旅游，提供航运通道，具有科研和教育价值等。湿地的这些功能，哪些是反映直接的经济效益的？哪些是反映生态效益的？实际上是很难严格区分的。虽然实际研究湿地生态效益的文章目前尚不多见，但从已有的有关研究文章和以前许多研究自然保护区或有关森林公园生态效益问题的论著中可以看到，对于某一生态系统生态效益的统计口径是差异极大的，比如有的学者在计算生态服务价值的时候，其物质生产功能价值、旅游价值都计算在其内，有的学者在计算生态效益时，则把直接效益、景观效益排除在外，生态效益仅仅反映其“涵养水源、固土保肥、净化空气”方面的价值。

笔者在这里倾向于后面一种计算口径，虽然从一定的意义来说，湿地公园作为一定的生态系统，提供的所有产品或所有服务都可以称之为生态产品或生态服务。但生态效益既然是相对于直接经济效益而言的，因而可以进行成本回收和获得直接经济效益的产品或服务一般来说便不宜再列于生态效益之中，换一个角度说，这里我们需要分清湿地公园所提供的产品或服务中，哪些可以是私人产品？哪些只能是公共产品？

在经济学中，社会产品可以分为公共物品与私人物品，纯粹的公共物品具有效用的不可分割性、消费的非竞争性和受益的非排他性等特性；而纯粹的个人物品则具有效用的可分割性、消费的竞争性和受益的排他性等特性。湿地公园的诸多价值如提供水源、提供各种物质产品、提供生态旅游产品等方面的价值，是可以具效用的可分割性、消费的竞争性和受益的排他性的，因而可以作为私人物品提供，可以直接从市场得到回偿，而它的其他许多价值，如调蓄水量、影响小气候、增进空气含氧量、净化水体和环境，维护生物多样性等却在很大程度上具有效用的不可分割性、消费的非竞争性和受益的非排他性，无法从市场上得到回偿或难以得到完全的回偿，因而往往只能作为公共物品提供。湿地公园的生态效益应当主要是其所提供的这部分公共物品所具有的价值。

另外，还应该注意的是，在经济学上，效益是产出与投入的比或收益与成本的比，要计算效益必须考虑成本，包括直接成本与机会成本。在湿地公园的建设中，使用了大面积的本来也可以用作其他用途的国土，这就不能不充分考虑到机会成本问题。而对于生态效益而言，可能会存在两方面的机会成本，一是为了获取较大生态效益而付出的经济方面的机会成本，比如为了进行生态保护而放弃的进行土地开发所可能获得的收入；另外则还有生态机会成本，有的土地本来可改作农田的，农田本身也具有一定的生态效益，而作为湿地公园所放弃的这种可能作为农田的生态效益，就是其生态机会成本。湿地公园的经济机会成本问题需要在湿地总效益问题中进行讨论，这里仅仅讨论湿地公园的生态机会成本问题。

因此，湿地公园建设中的生态效益评估，实际涉及两方面的评估，一是对其生态服务功能价值的评估，二是对其生态机会成本的评估，其生态效益，实际上是两者之差。

2）湿地公园的生态服务功能价值

湿地公园生态服务功能，是湿地公园所提供的具有公共物品特性的生态产品或生态服务所具有的价值，主要是其固碳释氧和改善大气环境、净化水质、维护生物多样性、调蓄水量和科学教育等5方面的价值。

（1）大气调节功能价值

湿地具有的改善大气环境的价值，主要在湿地植物的光合作用能够吸收CO2释放O2上，一般是根据光合作用方程式和一定生态系统1年内生产的干物质（碳水化合物）数量，计算出所能固定的CO2和释放的O2的容量，再根据碳税法或成本替代法（造林成本法）确定单位固碳量和单位释氧量的价值，然后据固碳总量或释氧总量与单位固碳量或单位释氧量的价值两者乘积，即可得到一定生态系统固碳或释氧的功能价值。

根据光合作用平衡方程式6CO2＋12H2O＝C6H12O6＋6H2O＋6O2，在植物光合作用中，产生的碳水化合物与吸收的CO2和释放的O2之间的重量比为30∶44∶32；即三者的比为约1∶1．47∶1．07。在单位固碳量的价值的确定上，却存在着较大分歧。在经济学理论中，污染被看作是一种对未涉及交易方的消极的外部影响，从而导致了市场失效，而作为消极外部影响的来源的货品就应被课税，以反映并内在化货品使用对社会造成的成本。因此碳税制在西方一些国家应运而生，它用来以碳含量对煤、石油产品（汽油和航空燃油）和天然气等矿物燃料的燃烧课税，其目的是限制CO2等温室气体的排放。例如，挪威碳税率为＄227／t，瑞典为＄150／t，美国1990年刚引入碳税制时仅为＄15／t，大多环境经济学家多采用瑞典税率。这种国际碳税标准可直接用以确定单位固碳量的价值。在我国，有的学者采用人工营造杉树、马尾松、落叶松、泡桐、杨树、按树等速生树木林的成本来计算单位固碳成本，从大气中回收1tCO2约为250元左右（何国强，2005）。因此，国际碳税标准与造林成本两者的平均值也可以用来作为单位固碳量的价值。需要注意的是，在采用国际碳税标准时，往往忽视碳税率是以排放的CO2中的纯C量计税的，即每排放1tCO2时，排出的C实际上是12／44＝3／11t，按瑞典碳税率纳税额应是150·3／11＝＄40．91。不少文章中总以＄150估计，因而即使与造林成本额相平均，仍然得到吸收1tCO2价值相当于七八百元的高估数值。书中采用国际碳税标准和造林成本额的平均值，即＄40．91（美元与人民币汇率仍以当时的7∶1左右估算）与250元的平均值，即吸收CO2的价值约为268元／t。

释放O2的价值，有的采用造林成本法估算，为350元／t；有的采用工业制氧成本价，多为400元／t。这里取两者的平均值，约为375元／t。因而可得每生产1t干物质，可以产生的固碳释氧功能价值为：1．47×268＋1．07×375＝393．96＋401．25＝795．2元。

最困难的问题是湿地单位面积生产的干物质的数量估计上，从已有的相关研究结果来看，这方面估计的差距较大。翟水晶等（2008）根据洪泽湖湿水草分布和干湿重，估计其干物质产量为3．367 9t／（hm2·年）。而对于农田类型的湿地如水稻田，郭霞（2006）估算1hm2水稻田产生的干物质不少于15t／年。由此可以想见湿地公园单位面积国土所产生的干物质数量的差异性。因此只能采取分类估计的方式，可以参照湿地公园的功能分区或其斑块、廊道、基底的分布格局，根据其植物生长量的不同由低到高确定一定等级，给湿地公园内各个不同的组块分别赋予相应的级别。例如，按较为粗略的分级方式，可以把湿地公园内各个组块分为零产组块（每公顷年产干物质为0，如建筑用地、道路、无草水域等）、低产组块（每公顷年产干物质在0～2t之间，如有草水域、稀疏林地等），中产组块（每公顷年产干物质在2～10t之间，一般林地，丰草地域等），高产组块（1hm2年产干物质在10t以上，一般为经济林、苗圃地、农田）。精密的分级可以分至10个等级甚至更多等级。对每一等级的组块，取一相应的干物质产量的平均估计值，例如，在粗略分级时，可取中间偏低值作为平均估计值，低产组块为0．8t，中产组块为4t，高产组块为12t。这样，若分为N个层级，由各层级组块的面积和平均估计值分别为Si和Wi，i＝1，2，3，…，n，S的单位为hm2；W的单位为t／hm2，则湿地公园的总的干物质产量可估计为WZ＝∑SiWi，单位面积的干物质产量则为WD＝∑SiWi／∑Si。以WZ（t）、WD（t／hm2）分别乘以前面的795．2元，即可分别得湿地公园固碳释氧的总价值和单位面积价值。例如，以上面粗略分级的平均估计值，可估计其零产组块、低产组块、中产组块、高产组块每公顷每年的固碳释氧功能价值分别为0元、636．16元、3180．8元、9542．4元。如一湿地公园中零产组块面积占40%（大多湿地公园水域所占面积比例较大），低产组块、中产组块、高产组块各占20%，则该湿地公园估计平均每公顷每年的固碳释氧功能价值为2672元。

除了固碳释氧的功能价值以外，湿地在大气调节器中的作用还有吸收SO2的功能，和阻滞灰尘的功能价值。根据《中国可持续发展林业战略研究总论》（中国可持续发展林业战略研究项目组，2002），针叶林年吸收二氧化硫215．6kg／hm2，阔叶林年吸收二氧化硫88．65kg／hm2。湿地吸收二氧化硫的功能目前尚未寻到有关统计数据，暂以上二者平均值的1／3估计，（湿地中有较多水域），约为每公顷年吸收50．7kg^[50]。据2004年我国环境统计年报公布的数据，该年我国经工艺处理减少排放的SO2为529．425 6万t，而相关工艺处理费用达188．07亿万元，按此二数据估计，则减少排放每千克SO2的费用为3．613元，湿地吸收SO2的功能价值每公顷每年约为183元。根据《中国可持续发展林业战略研究总论》（中国可持续发展林业战略研究项目组，

2002），以树木为主的绿地每公顷每年可吸附或阻挡粉尘12t；根据《中国生物多样性国情研究报告》，每消减1t粉尘的成本为170元。即每公顷林地所具有的滞尘功能价值为2040元。一般湿地公园中林地占有一定比例，同时水域也有一定吸附灰尘作用。如以林地的一半值估计，则湿地公园滞尘功能价值可以每公顷每年1000元估计。

但湿地在调节大气环境上也有一定的副作用。温室气体主要由水蒸气、二氧化碳、甲烷和氮氧化物组成，其中甲烷所起的作用仅次于CO2，是第二重要的温室气体，然而，尽管甲烷的排放量比CO2少得多，但1个甲烷分子储存的热量超过1个CO2分子的21倍。近250年来，由于人类的活动，地球大气中CO2浓度值从工业化前的约280ppm增加到2005年的379ppm，甲烷浓度值从工业化前的约715ppb增加到2005年的1774ppb，即大气中甲烷的浓度增加了两倍多。这些甲烷的排放，约60%来自于人为的排放，包括农业、煤矿、填埋场以及天然气和石油系统等；其余则来自于天然排放，而其中湿地则是天然排放的重要源头之一。据有关机构［政府间气候变化专门委员会（IPCC），2001年］估计，湿地排放了全球大约1／3的甲烷；而媒体在另一处则报道，天然湿地是全球目前已知的最大甲烷排放源，每年向大气中排放的甲烷量约占全球排放量的21%^[51]。

根据有关文献（翟水晶，2008），每公顷湿地每年的CH4的排放量为143．29kg，N2O为2．8kg，而其功能价值则分别为－＄0．11／kg和－＄2．94／kg。据此，湿地在排放温室气体上的负功能价值为每公顷每年0．11×143．29＋2．94×2．80＝＄23．99，按当时汇率折算为人民币约为180元。

湿地排放温室气体的负功能价值大体与湿地吸收SO2的功能价值相抵消，因而湿地在大气调节方面的功能价值可以看成主要是固碳释氧和吸附灰尘方面的功能价值，每公顷每年可估计在4000元左右。

（2）净化水质功能价值

如果污水通过湿地后可达到污水变净的目的，湿地净化功能价值可以成本替代法计算，即以当地污水处理厂进行污水处理的单位成本C乘以湿地的净化水量V，便可得到湿地净化水质的功能价值。但为了进一步估计湿地可能具有的净化能力，可以进行如下试验，即当湿地恒常蓄水量为V0时且均为净水时，给湿地注入占V0的比例为a的污水，可获得污水得到净化的时间周期t，t与a之间一般是呈正相关的，即注入的污水比例越高，需要净化的时间越长。而在一定时间T内湿地净化的水量V＝V0a·T／t＝V0T·a／t；而a／t可能是一定值，也可能在不同的a、t组合下有不同的数值，如果可能获得a／t的最大值，则湿地一年内净化水质的最大功能价值为V0T· Max｛a／t｝·C，此时的a可视作最优一次净化量值。例如，假定湿地中水域面积比例为50%（包括无水草水域和有水草水域），平均水深为1m，平均每公顷湿地面积蓄水量为5000m3。如果湿地的最优净化量值为10%，此时污水在湿地中的净化周期为7天，当地污水处理的单位成本为0．4元／m3，则每年每公顷湿地净化水质的功能价值为（5000×1×10%×365／7）×0．4＝10 429元。

（3）维护生物多样性的功能价值

这方面的生态服务功能价值由于估计方法不同，实际差异也很大。有的以下列公式估计：保护野生动物功能价值＝动物（主要是鸟类）栖息密度×面积×动物园每日饲料费用×天数。有的则以计算公式则为：保护野生动物功能价值计算＝∑栖息各类动物（主要是鸟类）密度×面积×各类动物市场单只价格。还有的则采用旅游费用法或享乐价值法，通过调查了解人们为观赏生物多样性愿意支付的旅游费用，在调查统计的基础理论上进行估计。而不同的方法和不同的调查，实际计算结果之间往往有较大的差距，例如，据有的文章中提到，海南省野生生物保护效益为每年112．2元／hm2；黑龙江的野生生物保护效益为108．6元／hm2。而有的文章对有关湿地维护生物多样性方面的功能价值达7779元／hm2。长三角的城市湿地公园，最重要功能并非在维护生物多样性方面，因而在这方面的估计值可放低一些，可以旅游费用法作估计，例如以旅客愿意支付的湿地公园的门票值的一定比例作为估计值，如西溪湿地公园面积约为1000hm2，门票为80元，每天游客平均为2000人计，每年开放时间360天，以每年门票收入的1／10（很多游客还因其具有其他景观，同时考虑其他投入成本）作为对其生物多样性功能价值的估计，则其每公顷生物多样性功能价值可估计为2000×80×360／（1000×10）＝5760元。

参照上述有关数据，城市湿地公园的门票价格以10～100元估计，门票收入中的1／5～1／10估计为其维护生物多样性的功能价值，则估计湿地公园在维护生物多样性方面的功能价值约为每公顷每年1000～7000元，一般情况下可取3000～5000元左右。

（4）调蓄水量的功能价值

这里调蓄水量的功能，并非指其供水方面的功能，而是指其蓄水防洪和影响空气湿度方面的功能。其中蓄洪的价值可以成本替代法即以相应的水库建设成本估算。如果仍以湿地水域面积占50%估计，蓄洪时湿地水域可增加蓄水深度为0．5m，每公顷湿地可蓄洪水为2500m3，以目前中小型水库投资约为0．90元／m3估计（韦惠兰等，2004），则其在蓄水防洪方面的价值功能约为2250元。

（5）科研教育价值

据有关文献，我国通用的单位面积湿地生态系统平均科研价值为382元／（hm2·年），全球湿地科研价值则为861美元／hm2。从目前我国湿地科研教育活动开展的实际情况看，可以我国通用的单位面积湿地生态系统平均科研价值乘以1～1．5的因子作为城市湿地公园科研教育价值的估计值，即为382～573元／（hm2·年），取其中间值则为478元。

根据以上估计，每公顷湿地公园每年的生态服务功能价值可合计如下：

表4．11　湿地公园每公顷每年生态服务功能构成

3）湿地公园建设的生态机会成本

据有关方面估计，全球湿地生态效益为6914元／（hm2·年），中国为5831元／（hm2·年），但上述估计却在20 000元／hm2，不少估计还更高。出现这样的差距并不奇怪，因为在固化释氧价值、净化水质价值、维护生物多样性和调蓄水量价值等几方面的估价，都可能会有几倍的差距，总和起来必然可能发生几倍的差距。所以这些估计都还只是一种粗略的估计，究竟如何估计更为精确？无疑还有待进一步的实证性研究和大量的调查统计。

这里值得注意还有另一方面的问题，就是在估计湿地公园的生态效益时，还需要考虑湿地公园建设所付出的生态机会成本。湿地公园建设需要占用一定面积的国土和一定资金，这些国土有的本来是可以作为其他用途的，例如有的本来是农田，有的是可以作为房地产开发的，建设湿地公园投入的有关资金，也是可以用作其他方面投入的。所以湿地公园的建设实际上是需要付出相当的机会成本的。但为了与生态效益相对应，我们在这里仅讨论湿地公园建设的生态机会成本问题。

据大众媒体报道，在长三角湿地公园建设的热潮掀起的同时，在长三角的另一面却是作为人工湿地的水稻田的急剧减少。例如苏州市水稻种植面积已由1997年的24万hm2下降到目前的11万hm2左右^[52]。湿地公园建设中，有些本来可以作为水稻田的农业用地变成了公园用地，因而在取得一定生态功能价值的同时，也放弃了这部分用地作为水稻田的生态功能价值，这也是湿地公园建设付出的主要生态机会成本。水稻田作为一种湿地而言，生态功能价值是很高的，在《土地利用变化对城郊农业区生态效益的影响——以四川省南充市高坪区为例》一文（罗培，周申立，2007）中对各种农林用地进行的综合生态效益指数分析中，水田的这一指标值是最高的（表4．12）。

表4．12　各种农林用地综合生态效益指数（罗培，周申立，2007）

本文前面曾估计1hm2水稻田产生的干物质不少于15t／年，每生产1t干物质，可以产生的固碳释氧功能价值为908．4元，则1hm2水稻田的固碳释氧功能价值为13 636元。吸附灰尘方面的功能价值，参照前面对湿地公园该方面功能价值的估价每年每公顷1000元，取其一半为每年每公顷500元。蓄洪方面的功能价值，可以稻田蓄水深度为100～150mm估计，则每公顷水稻田的蓄水功能价值为10 000m2× （0．1～0．15m）×0．90元／m3（中小型水库投资估计单位面积成本）＝900～1350元。

上述三方面功能价值的叠加，可得每公顷水稻田的生态功能价值至少不低于13 636＋500＋900＝15 036元，而从前面的估计（表）中，在此三项指标上，一般湿地仅为每公顷3106＋1000＋2250＝6356元。

如果再估计水稻田在净化水质方面的功能价值和维护生物多样性方面的价值，长三角水稻田每公顷的生态功能价值可达到20 000元左右。假定湿地公园中原来可以改作水田的面积比例为A，则湿地公园每公顷的生态机会成本为20 000A元。如A＝0．2，湿地公园平均每公顷的生态机会成本则为4000元。以湿地平均每公顷国土生态功能价值的总和17 832～23 832元减去生态机会成本每公顷每月4000元，最后可得湿地公园的生态效益约为每公顷13 832～19 832元。

【注释】

[1]摘自《中国沼泽湿地数据库》，来源：黄河新闻网，2009－03－30。

[2]摘自《湿地的定义及分类》，来源：环境生态网，2010－06－16。

[3]摘自《湿地的生态性质、定义和分类》，来源：环境生态网，2004－05－27。

[4]摘自《湿地调查的技术与方法》，来源：中国生物工程网，2007－02－28。

[5]摘自《湿地的生态性质、定义和分类》，来源：环境生态网，2004－05－27。

[6]摘自《国际重要湿地名录》，来源：百度百科网。

[7]摘自《湿地的价值到底有多大，全球湿地价值14．9万亿美元》，来源：人民网，2004－03－30。

[8]摘自《陈涛：碳减排应与碳增汇并举》，来源：科学网，2010－12－07。

[9]摘自《2008年中国国土绿化状况公报》，来源：人民网，2009－03－11。

[10]摘自《使用国家重要湿地标准的原则》，来源：中国湿地网。

[11]摘自《中国湿地》，来源：百度百科网。

[12]摘自《全国湿地保护工程实施规划（2005—2010年）》，来源：湿地中国网，2007－12－23。

[13]摘自《国家林业局关于做好湿地公园发展建设工作的通知》，湿地中国网，来源：国家林业局，2008－10－31。

[14]摘自《国家城市湿地公园管理办法（试行）》，中国风景园林网，来源：建设部，2008－11－11。

[15]摘自《沪郊概览：环境建设》，来源：上海农业网。

[16]摘自《江苏湿地调查报告新鲜出炉》，江苏兴农信息网，来源：新华日报，2005－09－23。

[17]摘自《中国：重视我国的湿地保护工作——以江苏、浙江、上海湿地为例》，来源：上海九段沙网，2005－04－06。

[18]摘自《中国湿地科学数据库》，来源：中国湿地科学数据库网。

[19]摘自《湿地》，来源：新华网，2007－08－02。

[20]摘自《中国湿地保护行动计划》，来源：环境生态网，2004－04－16。

[21]摘自《湿地公约－百科词条》，来源：互动百科网。

[22]摘自《全国湿地保护工程实施规划（2005—2010年）》，来源：湿地中国网，2007－12－23。

[23]摘自《中国湿地保护行动计划》，来源：环境生态网，2004－04－16。

[24]摘自《“湿地大省”急剧“干涸”，江苏实施抢救性保护》，来源：人民网，2005－01－06。

[25]摘自《中国：重视我国的湿地保护工作——以江苏、浙江、上海湿地为例》，来源：上海九段沙网，2005－04－06。

[26]摘自《江苏湿地调查报告新鲜出炉》，来源：中国水网，2005－09－25。

[27]摘自《50%湿地已被吃掉，保护鸟类家园困扰人们》，来源：人民网，2003－04－08。

[28]摘自《杭州湾跨海大桥上大批飞鸟死亡》，来源：杭州日报网，2010－01－25。

[29]摘自《中国：重视我国的湿地保护工作——以江苏、浙江、上海湿地为例》，来源：上海九段沙网，2005－04－06。

[30]摘自《从浙江湿地保护管理中看湿地面临的十大问题》，来源：生态中国网，2009－08－29。

[31]摘自《中国：重视我国的湿地保护工作——以江苏、浙江、上海湿地为例》，来源：上海九段沙网，2005－04－06。

[32]摘自《四大工程保护太湖湿地》，来源：环境生态网，2007－10－09。

[33]摘自《杭州：2020年前建8个湿地保护区和11个湿地公园》，来源：中国园林网，2007－12－25。

[34]摘自《中国：重视我国的湿地保护工作——以江苏、浙江、上海湿地为例》，来源：上海九段沙网，2005－04－06。

[35]摘自《江苏省省政府办公厅关于加强湿地保护管理的通知》，来源：江苏省环境保护厅网，2006－10－27。

[36]摘自《南京要建46个郊野公园》，来源：江苏兴农信息网，2007－09－25。

[37]摘自《杭州：2020年前建8个湿地保护区和11个湿地公园》，来源：中国园林网，2007－12－25。

[38]摘自《当代景观设计中生态理念与手法初探》，来源：中华园林网，2006－11－18。

[39]摘自《当代景观设计中生态理念与手法初探》，来源：中华园林网，2006－11－18。

[40]摘自《浅论现代景观的设计理论及其方法》，来源：中国规划网，2009－12－21。

[41]摘自《长三角将建湿地公园16个，总面积接近200平方公里》，来源：新华网，2006－04－25。

[42]摘自《湿地建设切防“中看不中用”》，来源：无锡房地产网，2007－09－25。

[43]摘自《生态设计在城市景观中的价值》，来源：中国园林资源网，2010－12－22。

[44]摘自《蔷薇园折射造绿新理念，看生态常州建设（下）》，来源：园林在线网，2007－10－16。

[45]摘自《生态规划过程详解：生命的景观述评》，来源：3edu教育网，2006－05－15。

[46]摘自《七桥瓮生态湿地公园规划方案，湿地公园绿色天堂》，来源：龙虎网，2007－06－27。

[47]摘自《论旅游业极限容量及其确定问题》，来源：中国论文联盟网，2004－10－26。

[48]摘自《第7章旅游环境，上海师范大学旅游学院2009年》，来源：百度文库网。

[49]摘自《生态效益－百科词条》，来源：互动百科网。

[50]摘自《“长三角”稻田剧减将遭“报应”》，环球视野网，来源：科学时报，2006－04－28。

[51]摘自《城市湿地加重温室效应》，新浪网，来源：南京报业网，2005－12－23。

[52]摘自《“长三角”稻田剧减将遭“报应”》，环球视野网，来源：科学时报，2006－04－28。