不同养殖模式下

第三章　海水养殖生态系统服务识别与评估

第一节　海水养殖生态系统服务识别

一、 海水养殖生态系统服务的定义

海水养殖生态系统及其服务的定义是以生态系统和生态系统服务的概念为基础的，所以首先要对生态系统和生态系统服务的概念进行研究。

生态系统是生物圈中最基本的组织单元，也是其中最为活跃的部分。生态系统不仅为人类提供各种商品，同时在维系生命的支持系统和环境的动态平衡方面起着不可取代的重要作用。20世纪三四十年代，Tansley提出了生态系统（Ecosystem）的概念，这是生态学发展过程中一件令人瞩目的大事。他认为，“生态系统的基本概念是物理学上使用的‘系统’整体。这个系统不仅包括有机复合体，而且包括形成环境的整个物理因子复合体”。“我们对生物体的基本看法是，必须从根本上认识到，有机体不能与它们的环境分开，而是与它们的环境形成一个自然系统。” “这种系统是地球表面上自然界的基本单位，它们有各种大小和种类。” 因此这个术语的产生，主要在于强调一定地域中各种生物相互之间、它们与环境之间的功能上的统一性。继Tansley后，有很多的学者对生态系统的概念进行了研究，提出了不同的见解。应用最广泛的是《生物多样性公约》中提出的概念，即生态系统是由植物、动物以及微生物群体与其周围的无机环境相互作用形成的一个动态、复杂的功能单位（United Nations，1992）。此概念综合了几十年来学术界关于生态系统的研究成果，而且对于生态系统的管理非常实用。

结合生态系统服务的内涵，海水养殖系统生态服务可被定义为：在海水养殖过程中生态系统与生态过程所形成及所维持人类赖以生存的自然环境条件与效用，是指通过养殖活动，养殖生物及其环境直接或间接产生的产品和服务。它来源于养殖系统内部养殖生物、物理、化学组分之间的相互作用过程，其价值的大小取决于养殖规模大小、作用性质和该养殖系统所处的人类社会经济环境。当各组成成分之间相互作用产生产品和服务时，其经济价值将以当地市场价值表达出来。养殖生物的活动受养殖系统水环境、生源要素和沉积物等多种条件控制，养殖生物的生命活动对养殖系统的水环境和生源要素等又有反馈作用，这些因子间的相互作用产生了养殖生态系统的产品和服务价值。

二、 海水养殖生态系统服务的识别和分类

海水养殖生态系统作为海洋生态系统的一个特殊类型，是人类为了获取更大生态服务功能而干预下产生的自然—社会—经济复合生态系统，具有生物结构简单、物质能量循环受阻、自我调控能力差、受人类活动干扰强烈等特点，这决定了该生态系统的结构、功能更易受到干扰，其服务价值也更易被改变。海水养殖生态系统作为人类重要的食物来源，在为人类提供食物供给等可通过市场予以观察的生态服务的同时，也提供了调节气候、净化水质等一系列市场上无法观测的其他生态服务。由于这些生态服务的价值未能被市场所表达，人类往往忽视这种价值的存在，结果导致了对该系统的过度开发和使用，严重影响了其可持续性。因此，科学地识别和评估海水养殖生态系统的服务价值，正确引导人们的行为和决策已成为了经济学、环境学、生态学等相关领域科学工作者的重要任务。

（一） 海水养殖生态系统服务分类

关于生态系统服务的分类有大量的研究文献（De Groot，1992；Costanza et al，1997；WRI，2003；Norberg，1999；De Groot et al，2002）。不同学者根据不同的分类方法（功能性分组、结构性分组和描述性分组）对生态系统服务进行了不同的分组和分类。生态系统服务分类体系经历了从描述生态系统服务的特征、到用于价值评估、再到和人类福利紧密相连的发展过程。代表性的分类有：Costanza等（1997）将生态系统服务分为17类，这是目前最有影响的生态系统服务分类体系；千年生态系统评估（Millennium Ecosystem Assessment,MA）（UNDP,2005）中将生态系统服务分为调节服务、供给服务、文化服务和支持服务，并对不同类型的服务进行了量化；De Groot等人（2002）在总结已有的关于生态系统服务分类研究成果的基础上，提出了一个有用的分类系统，他们首先描述了四大生态系统功能：调节功能、生境功能、生产功能和信息功能，在这四大类功能中包含了23个子功能。不难看出，研究者对生态系统服务的分类有比较大的差别，主要体现在对功能和服务概念理解的差异以及对服务/功能分组的差异。尽管存在以上不同，但可以发现，他们对生态系统服务的识别具有相当的一致性，所列出的生态系统服务种类非常相似。

结合海水养殖生态系统的特点，借鉴Costanza和千年生态系统评估对生态系统服务的分类，可将海水养殖系统的服务归为四大类：供给服务（养殖系统向人类提供海产品等的能力，在经济学上称之为直接利用价值）、调节服务（养殖系统实际支持或潜在支持和保护自然生态系统与生态过程、支持和保护人类活动与生命财产的能力，经济学上称之为间接利用价值，如气候调节、净化水质、空气质量调节、疾病控制等）、文化服务（养殖系统所具有的非功能、非用途性质的特征，它既不产生实质性的服务，也不提供产品，只提供人类心理上的某个方面，如科研、美学和生物多样性等特征）和支持服务（支持和产生所有其他生态系统服务的基础服务，如生物多样性维持）。服务分类体系见图3-1。

图3-1　海水养殖生态系统服务分类

（二） 海水养殖生态系统服务的主要类型描述及评估技术

物质生产：指从生态系统中收获的养殖产品，包括了食品供给、原材料供给与基因资源3种服务，采用市场价格法计算其价值。

气体调节：指从生态系统过程的调节作用当中获得的收益，包括养殖生物对温室气体的吸收和氧气的释放两种服务，如养殖生物通过滤食活动（如贝类等）对CO2的固定与沉降，或通过光合作用（如海带等）释放O2。以浮游植物和大型藻的初级生产力测定数据为基础，根据光合反应方程计算，固定CO2的价值用瑞典政府建议的碳税法进行估算，氧气的价值采用工业制氧的价格估算。

水质净化：指养殖生物对各种进入生态系统的有害物质进行分解还原、转化转移以及吸收降解等，从而起到了处理废弃物与净化水质的作用。采用影子价格法，根据污水处理厂合流污水的处理成本计算。

物质循环：指养殖生物在整个生命周期过程中所需物质的不断的形式转化及流转的过程，包括N、P等营养物质的循环及水循环等，这将为生态系统正常运转提供能量和物质，为其他服务功能提供支持。它们的价值体现在其他服务价值中，人类不直接利用，因此，一般不再计算这两项服务的价值量，以免重复，但是这2项服务功能可进行物质量评估。

生物多样性：指由近海养殖生态系统产生并维持的遗传多样性、物种多样性与系统多样性，可通过计算不同养殖模式下海区浮游生物的物种多样性指数来衡量此项服务。

生物控制：海洋生态系统生物控制功能相当复杂，主要考虑养殖贝类等对赤潮生物的控制作用。对于控制赤潮生物的价值，包括3部分：减少赤潮面积，根据国内外杀灭赤潮单位费用计算；赤潮减少而降低了经济生物死亡，根据水产品市场价格计算；减少赤潮毒素对人体造成的健康损失。

干扰调节：养殖筏架减轻风暴、海浪对海岸、堤坝、池塘、养殖设施的破坏。干扰调节的价值体现在减少风暴灾害的经济损失、修复堤坝的费用等方面。

休闲娱乐：主要指养殖系统提供给人们垂钓、游玩、观光等功能，包括旅游功能和为当地居民提供的休闲功能。其中，旅游价值部分采用旅游费用法进行评价，其价值包括旅游费用、旅游时间价值和其他花费；其他休闲娱乐采用支付意愿法估算其价值。

科研价值：指养殖海区提供的科研场所和材料的功能。某一养殖海区的科研价值体现在该海区实施的科研课题数量和在该海区取得的科研成果数量。科研价值主要考虑以下2个方面：① 在该区域开展调查研究的科研课题经费和已发表的科研成果；② 在该区域取得的科研成果推广应用后产生的经济效益。

（三） 核心服务

进行生态系统服务的价值评估时常出现两种情况：一是不切实际地追求全面导致相关价值被高估；二是盲目减少要评估的功能，使评估结果难以全面反映该生态系统服务的价值。因此，必须对生态系统的全部服务进行合理取舍，选择关键因子或关键生态过程，明确其核心服务。生态系统的核心服务是指：在某个生态系统内，某项服务是由该生态系统关键因子或关键生物地球化学循环过程提供和创造的，且在自然、社会、环境中发挥的作用远远超过其他生态系统提供的该项服务在自然、社会、环境中发挥的作用，从经济角度出发，该功能效用边界必须明确、清晰，以利于进行价值确定；从社会角度出发，该功能必须对人类生活和文化发展具有重大影响（刘向华，2007）。

海水养殖作为近岸最重要的人类活动之一，以提供海产品为主要目标。其中养殖的大型藻类作为重要的初级生产者，不仅能通过光合作用吸收固定水体的C、N、P等营养物质，并转化为具有较高价值的产品，还能增加水体溶解氧、净化水质；同时，贝类和藻类的养殖活动也直接或间接地使用了大量的海洋碳，提高了浅海生态系统吸收大气CO2的能力（张继红等，2005）。因此，本研究选物质生产、水质净化、气候调节和空气质量调节作为海水养殖生态系统的核心服务进行评估。

第二节 不同养殖模式下
桑沟湾养殖系统核心服务价值评估

针对养殖生态系统的核心服务，建立相应的货币化计算公式，分别估算不同养殖模式下养殖系统有正面效应和负面影响的服务的价值。估算所用数据和资料均采用资料搜集和实地调查相结合的方式，其中所用的理论方法多借鉴、参考已发表的文献资料。文中所使用数据均来源于中国渔业统计年鉴、荣成市海洋与渔业局渔业生产经营情况表以及荣成市周边养殖公司和养殖户提供的生产经营数据以及其他科学研究文献。数据资料类型包括统计资料、调研报告和正式出版物等，同时通过实地调研获得桑沟湾养殖海域的第一手的资料，对查获的数据进行补充矫正。本研究所用参数均以以下种类为主：海带（Laminaria japonica）、栉孔扇贝（Chlamys farreri）、太平洋牡蛎（Grassastrea gigas）、皱纹盘鲍（Haliotis discus hannai Ino）和刺参（Apostichopus japonicus），参数不全的，则参考其他相关种类。所用参数均为平均值，因为相关数据多在不同温度（如春、夏、秋、冬）、体长、体重、生长期（如一龄、二龄、三龄等）下测得，有些数据是其原文作者取了平均值，有些是本研究根据参考文献数据取了平均值。在山东沿海生产单位“养殖亩”实际占用水面大于“实际亩”；在桑沟湾，每亩4台架，4条符埂，每条符埂80 m，每绳间隔4 m，1“养殖亩”实际占用水面1.92“实测亩”，因此，为了统一所使用的单位，本文中将“养殖亩”一律换算成“公顷” （ha）。

一、 物质生产

物质生产指从生态系统中收获的产品或物质，包括食品供给、原材料供给与基因资源3种服务。通过调查和采访，采用市场价值法，即对有市场价格的生态系统产品和功能进行估价的一种方法，对养殖生态系统物质产品进行评估。物质主要是养殖海区的海产品。运用公式（1）：

其中，V为不同养殖模式下物质产品的总价值，Bi为第i类产品的产量，Pi为第i类产品的价格，Q为投入的成本（包括生产物质的物资成本投入、人力成本投入以及其他成本投入）。

根据各养殖品种的售价和生产成本，分别计算不同养殖模式下桑沟湾养殖系统的物质生产价值。这里，生态系统服务只考虑第一次交易获得的效益，而不考虑再次获益或第二次交易的增加值；价格也只考虑第一次交易时的价格，流通领域内产生的增加价值不计入本价值之内；成本只考虑生产成本，而不考虑销售成本和流通成本。采用市场价值法，估算得出2007年桑沟湾不同养殖模式下系统的物质生产价值，见表3-1。

结果表明，不同养殖模式下系统的物质生产价值分别为：单养海带4.92 × 104元/年 • 公顷、单养扇贝模式3.14 × 104元/年 • 公顷、单养牡蛎2.5 × 104元/年 • 公顷、扇贝与海带混养5.93 × 104元/年 • 公顷、牡蛎与海带混养5.27 × 104元/年 • 公顷、海带与鲍混养3.26 × 105元/年 • 公顷、海带1鲍1刺参多营养层次综合养殖4.84 × 105元/年 • 公顷。其中，物质生产服务价值：模式7.模式6 .模式4 .模式5 .模式1 .模式2 .模式3；养殖成本：模式6 .模式7 .模式5 .模式4 .模式1 .模式3 .模式2；市场收入：模式7 .模式6.模式4 .模式5 .模式1 .模式3 .模式2。

表3-1　不同养殖模式下的物质生产价值

续　表

注：养殖产量主要参考荣成市海洋渔业部门的生产经营情况表和对桑沟湾周边养殖企业的调查数据；价格和成本来自于对桑沟湾周边养殖企业的调查数据，此价格为到养殖场的收购价格，成本指生产成本，包括苗成本、养殖设施成本、管理成本；“0”表示这两种养殖模式是以养鲍为主，养殖的海带主要作为鲍的鲜活饵料，其收益和物质生产价值不计入内。

二、 水质净化

水质净化主要是由系统中的多种生态过程参与并完成的，对各种进入生态系统的有害物质进行分解还原、转化转移以及吸收降解等，从而起到了处理废弃物与净化水质的作用。

主要估算养殖生物在整个养殖周期对废弃物与水质的清洁和处理能力以及其对水质的污染。由于污染物种类繁多、形态各异，本研究仅考虑对N、P的生物净化调节服务。通过对各种养殖生物的收获，可以达到对N、P的移除效果。大型藻类对N、P的移除效应，主要依据N和P在藻类组织内的比例来计算，海带体内TN、TP含量分别为1.63%和0.379%（周毅等，2002）；而养殖贝类或其他生物对N、P的移除效应，则主要通过其体内的蛋白质含量或不同组织中N、P含量来计算。同时，贝类等养殖生物在养殖过程中也释放很多N、P到环境中，主要通过养殖生物排氨量和排磷量来估算，具体取值见表4-1。

采用影子价格法，根据污水处理厂生活污水的处理成本计算其价值，应用公式（2）：

Et 5 （Tj 2 Nj） 3 Pj 　（2）

其中，Et为不同养殖模式下系统净化氮、磷的价值，Pj为污水处理厂1吨水处置费用，Tj为养殖生物去除氮、磷的量，Nj为养殖生物排氨、排磷量。

按生活污水处理成本氮为1.5元/千克、磷为2.5元/千克进行估算（赵同谦等 2003），得出2007年桑沟湾不同养殖模式下系统的水质净化价值（表3-2）分别为：单养海带4.28 × 102元/ （年 • 公顷）、单养扇贝73.54元/ （年 • 公顷）、单养牡蛎24.2 × 102元/（年 • 公顷）、扇贝与海带混养4.01 × 102元/（年 • 公顷）、牡蛎与海带混养1.20 × 102元/（年 • 公顷）、海带与鲍混养2.27 × 103元/（年 • 公顷）、海带1鲍1刺参多营养层次综合养殖2.29 × 103元/ （年 • 公顷）。其中，水质净化功能价值：模式7 .模式6.模式1.模式4.模式5.模式2.模式3；净化水质正效应：模式7 .模式6.模式4.模式2.模式5.模式1.模式3；净化水质负效应：模式2 .模式3.模式4.模式5.模式7.模式6.模式1。

表3-2　不同养殖模式下水质净化服务价值

三、 气候调节

气候调节指系统通过吸收温室气体（CO2等）减缓了温室效应。气候调节服务主要来自对温室气体CO2的固定，其他温室气体由于没有数据支持，在此忽略。不同养殖模式下桑沟湾养殖生物固定CO2气体主要有3个来源：一是养殖藻类（如海带等）通过光合作用将溶解的无机碳转化为有机碳，从而固定CO2。可以根据养殖藻类的产量（干物质量）计算出其固定的碳数量，光合作用方程式为：6CO2 1 6H2O5C6H12O6 1 6O2。根据光合反应方程，每生产1 g干物质需要吸收1.63 g的CO2，并同时产生1.2 g的O2。通过收获养殖的藻类可以将这些被固定了的碳从海水中移除。二是养殖贝类通过摄食浮游藻类和颗粒有机碳，从而转化并固定碳，同时通过直接吸收海水中碳酸氢根（HCO32）形成碳酸钙贝壳（CaCO3），其反应方程为：Ca21 1 2 HCO325CaCO3 1 CO2 1 H2O。每形成1 mol的碳酸钙，会释放1 mol CO2的，同时可以吸收2 mol的碳酸氢根，固定的这部分碳将会随着养殖贝类的收获而从系统中移出（张继红等，2005）。所以，根据养殖贝类软组织和贝壳中碳的含量可进一步估算其对CO2固定的贡献。三是在多营养层次综合养殖模式中，沉积性食物动物通过摄食滤食性贝类的沉积物而固定部分碳，根据摄食沉积物中碳含量来估算。

目前国际上计算固定CO2价值的方法主要有碳税法和造林成本法。造林成本法的标准是依据我国的造林成本来定的，即260.9元/吨碳；碳税法，是一种由多个国家制定的旨在削减温室气体排放的税收制度，就是对CO2的排放进行收费来确定CO2排放损失价值的方法，1997年《京都协议书》预计工业化国家减排CO2的开支为150 ～ 600$/吨碳（陈泮勤等 2004）。目前国际上有多种不同的碳税率，如欧洲一些国家已经实行的碳税率达170$/吨碳，挪威政府的碳税为227$/吨碳，国际上通常采用瑞典的碳税率150$/吨碳，折合人民币1 096元/吨碳 （按2007年12月的中间价，1美元57.305元来计算）。我国的造林成本是1990年的不变价格，严格偏低，本研究用两种方法估算后取其平均值，这样既便于比较也更符合中国的国情。估算得出2007年桑沟湾不同养殖模式下系统的气候调节价值见表3-3。

表3-3　不同养殖模式下气候调节服务价值

续　表

2007年桑沟湾不同养殖模式下系统的气候调节价值分别为：单养海带3.01 × 103元/ （年 • 公顷）、单养扇贝6.02 × 103元/ （年 • 公顷）、单养牡蛎3.35 × 103元/ （年 • 公顷）、扇贝与海带混养2.87 × 103元/ （年 • 公顷）、牡蛎与海带混养4.39 × 103元/ （年 • 公顷）、海带与鲍混养8.41 × 103元/ （年 • 公顷）、海带1 鲍1刺参多营养层次综合养殖8.56 × 103元/ （年 • 公顷）。其中，气候调节功能价值：模式7 .模式6.模式5.模式3.模式4.模式1.模式2；气候调节正效应：模式7 .模式6.模式5.模式3.模式4.模式1.模式2；气候调节负效应：模式6 .模式7.模式2.模式3.模式4.模式5.模式1。

四、 空气质量调节

空气质量调节指桑沟湾养殖生物通过光合作用或呼吸作用释放或消耗氧气，进而调节空气质量。其正效应主要来源于以下两个方面：一是对有益气体的释放：根据数据的可获得性，仅计算不同养殖模式下养殖藻类在光合作用过程中释放的氧气贡献，以初级生产力为基础，根据光合反应房产计算氧气生产量，氧气价值采用工业制氧的价格计算；二是对有害气体的吸收：由于对H2S、SO2等有害气体吸收没有资料，故在此忽略。而养殖贝类或滤食性动物通过呼吸作用消耗氧气则被记为负效应，耗氧率的取值见表3-4。

按工业制氧影子价格法来估算，影子价格是某种资源每增加一个单位，会给企业带来边际贡献，也就是为了增加某种资源，管理者愿意支付的最高代价。工业制氧价格为400元/吨 （石洪华等，2008）。根据物质生产量就可估算出系统的产氧价值。应用公式（3）：

其中，V为气体调节的总价值，Ro为释放的氧气量，Co为消耗的氧气量，Po为工业制氧价格。

此功能主要是由大型藻类来完成，估算得出2007年桑沟湾不同养殖模式下系统的气候调节价值（表3-4）分别为：单养海带6.75 × 103元/ （年 • 公顷）、单养扇贝27.88元/ （年 • 公顷）、单养牡蛎27.37元/ （年 • 公顷）、扇贝与海带混养5.62 × 103元/ （年 • 公顷）、牡蛎与海带混养5.62 × 103元/ （年 • 公顷）、海带与鲍混养7.49 × 103元/ （年 • 公顷）、海带1鲍1刺参多营养层次综合养殖7.49 × 103元/ （年 • 公顷）。其中，空气质量调节功能价值：模式7 ≈模式6.模式5≈模式4.模式1.模式3.模式2；空气质量调节正效应：模式7 ≈模式6.模式5≈模式4.模式1.模式3≈模式2；空气质量调节负效应：模式6 .模式7.模式2.模式3.模式4.模式5.模式1。

表3-4　不同养殖模式下空气质量调节服务价值

五、 价值汇总

将不同养殖模式下价值进行汇总，结果见表3-5。

表3-5　不同养殖模式下价值汇总

续　表

结果显示，2007年桑沟湾不同养殖模式下海区养殖系统的核心服务为人类提供的服务总价值大小顺序为：模式7.模式6.模式4.模式5.模式1.模式2.模式3；环境效应大小顺序为：模式7.模式6.模式5.模式1.模式4.模式3.模式2；而经济效应则是：IMTA模式.混养模式.单养模式。IMTA养殖模式所提供的价值远高于单一养殖，服务价值比最高可达18:1，可见，以贝藻为主体的多营养层次综合养殖能够更好地彰显水产养殖的生态服务价值。

六、 效益 - 成本分析

效益 - 成本分析（Benefi t-Cost Analysis，BCA）是项目、规划或方案评价中广泛应用的一项技术方法，也是对社会经济活动的收益与成本之间的关系进行分析评价的一种基本方法。使用这种方法对经济活动进行评价，可以更直观和科学地反映某种经济行为可能产生的结果，从而为决策者提供是否实施其经济活动的依据。应用效益 - 成本分析时，采用的主要指标有：效益费用率（Benefi t to Cost Ratio，BCR）、净现值（Net Present Value，NPV）和相对系数（Relative Coeffi cient，RC）。

对不同养殖模式下海水养殖系统的效益成本分析，是从海水养殖活动的生态功能方面对不同养殖模式下养殖的效益成本进行货币量化分析。根据替代法等生态经济学理论，一方面将海水养殖活动提供的各种功能效益加以货币化分析，另一方面还要对海水养殖投入的各项成本进行核算，把实施经济活动过程中未来所需全部成本（投入）和未来所有收益（产出）折算为净现值（NPV），最终得到海水养殖效益产出与投入费用的效益成本比（BCR）和相对系数（RC），为海水养殖模式的选择、海水养殖结构优化及适宜的管理方案制定提供理论依据。在这里，养殖有正面效应服务，其价值的增加量记为效益（Benefi t），表示养殖活动提高的生态系统服务价值；养殖有负面效应的服务，其价值的减少量记为损失（Loss），表示养殖活动减少的生态系统服务价值；养殖活动投入的经济成本记为成本（Cost）；养殖直接获得的市场收入（排除养殖户投入的成本）记为收入（Income）。

在桑沟湾，由于海水养殖的投入和收益是在多个年度内产生的（海带养殖除外），而且其对生态系统服务的影响年限比养殖期长。因此，还要考虑贴现率（r）。

养殖有正面效应的服务价值多年积累（Benefi t）等于：

这里，Incomei为某年度的养殖收入，n为养殖收入的折现周期（以年计）。基准年度定为2007年，贴现率以当年银行利率计算。对于养殖有正面效应（Benefi t）和负面效应的服务价值（Loss），其折现周期（n）根据不同养殖模式下养殖品种的收获年限及其对环境的后效应确定。然而，对于养殖成本（Cost），其折现周期为养殖的最后收获年限。养殖市场收入（Income）的折现周期从养殖产品开始收获有市场收入的年份起计算。

不同养殖模式下系统净现值可用下式表示：

其中，NPV为养殖期间该区域净收益的现值；Bt为养殖活动实施第t年的全部收益或产出；Ct为养殖活动实施第t年的全部成本或投入；r为贴现率，参照2007年银行定期利率，取4.5%；n为成本和收益达到预期增长率所需年份；为了消除在养殖活动实施期间价格变动的影响，成本和收益都以基准年价格来表示。

利用上面的公式来评价养殖活动有效性时，Bt包括所有的收益，Ct包括所有的成本。当NPV大于零时，该养殖活动是有效的；当NPV小于零时，养殖活动实施成本大于效益，是无效的。其中，

这里，Bi、Ii、Li、Ci分别指第i种养殖模式下系统的正效应、收入、负效应、成本。

RC越大，说明这种养殖模式越优。

对不同养殖模式下系统的效益 - 成本大小进行计算和排序，结果见表3-6。

表3-6　不同养殖模式下效益成本分析

由表3-6可知，不同养殖模式下的NPV均大于0，且BCR也都大于1，说明上述养殖模式都是有效、可行的。随着高值养殖品种的加入（如鲍、海胆、刺参等），系统的NPV明显增加。RC数据显示，在所研究的7种养殖模式中，海带1 鲍1刺参多营养层次综合养殖模式可被认为是最优的养殖模式，养殖模式的优化顺序为：模式7.模式6.模式4.模式1.模式5.模式2.模式3。

所有研究结果都表明，IMTA养殖模式所提供的服务价值、经济效益、环境效益都远高于混养和单养模式，而大型藻类作为初级生产者，在水质净化、气候调节、空气质量调节方面都是作为重要贡献者，所以，在养殖模式的选择中，大型藻类应作为一个重要的养殖品种给予考虑。

估算得出2007年桑沟湾单养海带、单养扇贝、单养牡蛎、扇贝与海带、牡蛎与海带混养、海带与鲍混养、海带1鲍1刺参多营养层次综合养殖7种养殖模式下系统的物质生产价值分别为： 4.92 × 104元/ （年 • 公顷）、3.14 × 104 元/ （年 • 公顷）、2.5 × 104元/ （年 • 公顷）、5.93 × 104元/ （年 • 公顷）、5.27 × 104元/ （年 • 公顷）、3.26 × 105元/ （年 • 公顷）、4.84 × 105元/ （年 • 公顷）；水质净化价值分别为： 4.28 × 102元/ （年 • 公顷）、73.54元/ （年 • 公顷）、24.2 × 102元/ （年 • 公顷）、4.01 × 102元/ （年 • 公顷）、1.20 × 102元/ （年 • 公顷）、2.27 × 103元/ （年 • 公顷）、2.29 × 103元/ （年 • 公顷）；气候调节价值分别为：3.01 × 103元/ （年 • 公顷）、6.02 × 103元/ （年 • 公顷）、3.35 × 103元/ （年 • 公顷）、2.87 × 103元/ （年 • 公顷）、4.39 × 103元/ （年 • 公顷）、8.41 × 103元/（年 • 公顷）、8.56 × 103元/ （年 • 公顷）；空气质量调节价值分别为： 6.75 × 103元/ （年 • 公顷）、27.88元/ （年 • 公顷）、27.37元/ （年 • 公顷）、5.62 × 103 元/ （年 • 公顷）、牡蛎与海带混养5.62 × 103元/ （年 • 公顷）、7.49 × 103元/（年 • 公顷）、7.49 × 104元/ （年 • 公顷）。净化水质价值结果也表明，通过海带和扇贝的收获可带走大量的N，进而起到净化水质的作用，但在营养盐相对贫乏的海区，应尽量少养海带和扇贝。空气质量调节服务主要是由大型藻类来完成，而海带和牡蛎的养殖可作为调节气候的重要贡献者。

2007年桑沟湾不同养殖模式下海区养殖系统的核心服务可为人类提供的服务分别为：单养海带5.94 × 104元/ （年 • 公顷）、单养扇贝3.21 × 104元/ （年 • 公顷）、单养牡蛎2.79 × 104元/ （年 • 公顷）、扇贝与海带混养6.82 × 104元/ （年 • 公顷）、牡蛎与海带混养6.29 × 104元/ （年 • 公顷）、海带与鲍混养3.44 × 105元/ （年 • 公顷）、海带1鲍1刺参多营养层次综合养殖5.02 × 105元/ （年 • 公顷）。在人们的传统观念中，往往认为养殖生态系统的价值就是物质生产能力，并没有认识到生态系统提供的各种功能性服务价值。由表3-6可看出桑沟湾不同养殖模式下物质生产价值占总价值的80% ～ 90%，系统过程价值占10% ～ 20%，表明虽然桑沟湾养殖活动是以经济效益为主的生产活动，但其对环境的调节作用不可忽视。在进行桑沟湾养殖系统的利用和发展规划时，如果只重视物质生产功能价值，必然会造成生态系统功能价值的损失，使生态系统遭到破坏，产生一系列不良后果。因此，决策者在选择桑沟湾规划方案时，必须要均衡考虑系统内各项生态系统服务，这样才能更加合理有效地在发展经济的同时，保护生态环境，实现生态系统的可持续发展。

张朝晖等（2007）提出2003年桑沟湾海洋单位面积服务价值为4.24 × 104 元/公顷，本研究认为不同养殖模式下养殖系统单位面积提供的平均服务价值为1.57 × 105元/ （年 • 公顷）。虽然在海带水质净化功能价值的估算中，处于保守算法的考虑，参数取值只为张朝晖等（2007）参数取值的1/3倍，但还是高于他们的评估值。究其原因主要是2007年海带市场价格（6元/千克）远高于2003年的价格（2.4元/千克）。对于海水养殖系统而言，系统所提供的物质生产价值占总价值的80% ～ 90%。目前国外还没有关于养殖系统服务研究的详细报道。根据Costanza等（1997）的计算表明，全球近海的生态系统服务价值平均为4 025美元/公顷，即为2.94 × 104元/公顷 （1美元57.305）。尽管研究系统的边界不同，国内外评估标准也不同，可比性较差，但仍然可以看出，人类活动可在一定程度上调节和影响生态系统功能的发挥，对人类活动的管理将是生态系统管理的重要内容。

生态系统服务的计算误差主要来自于项目遗漏误差和单位资源功能价值误差。本研究仅估算了不同养殖模式下桑沟湾养殖海区的核心服务的价值，这个结果会低于其实际价值。但生态系统服务研究的最终目的是为决策服务。对服务价值的评估，其意义不在于对每一项服务价值的精确估算，甚至不需要计算一个生态系统所有的服务价值，而应抓住一个或几个有计算依据的核心服务，以此为生态系统管理提供决策依据和指导目标，而其他服务价值可以应用大数定律或模糊数学等方法加以推断（王伟等2005）。养殖生态系统服务的评价是件极复杂的工作，它涉及养殖系统的各个营养层次和水平及千变万化的环境和管理，同时也受评价人的知识水平、专业经验和对评价对象的熟知程度的限制，进而导致评价结果之间的差异。如本研究在海带水质净化功能的核算中，出于保守算法的考虑，参数的取值与张朝晖等参数的取值相差近3倍，再如固碳价值核算方法上的选择，这些都将对评估结果有一定的影响。目前我们关于养殖生态系统的评价指标体系、评价方法和标准以及相应的理论还欠完善，所以还需不断地加以修改充实，但本结果将为最终评价桑沟湾海带单养模式下系统的服务价值提供理论依据。

随着海水养殖产业的飞速发展，人类对海洋的利用方式和养殖模式逐渐多元化，但人类不同的利用方式直接影响着系统的结构、功能和价值。对不同利用方式下养殖系统所具有的核心服务及价值的大小进行识别和定量，不仅为基于生态系统管理的海水养殖提供了可比较的科学依据和经济依据，还可在货币化定量评估的基础上筛选优化养殖模式，为研究健康养殖模式提出新的思路。