基于生境等價分析法的溢油生態損害價值評估
——以大連新港為例

馬彩華 ,紀銀環 ,馬偉偉 ,游奎

(1.中國海洋大學 青島 266100;2.大連理工大學 盤錦 124221)

0 引言

2021年海洋高科技成果層出不窮,有統計數據表明我國海洋產業及其相關產業增加值為沿海地區生產總值作出了15.0%的貢獻。由此可見,海洋強國強省需要全方位和高標準的海洋經濟高質量發展,尤其應在經濟、科技、資源以及環境等各個維度有所體現。健康可持續的海洋是海洋強國發展的必備條件,而與其極不協調的海洋溢油卻給資源、生態環境、生態系統服務功能等造成了嚴重破壞。如何選用正確方法,精準、及時、有效地評估該災害對生態造成的損失是本課題研究的重點內容。

國際船東防污聯合會(The International Tanker Owners Pollution Federation,ITOPF)是一家專門從事國際油輪事故泄漏次數和數量統計的組織。據其報道,2021 年國際社會共發生油輪溢油事故6次,造成泄油量達1萬t左右。其中,大型泄油事故發生泄油量超過700 t,發生了1次;中型泄油事故發生泄油量7～700 t,共發生了5次。隨著我國“海洋強國”戰略規劃和“一帶一路”倡議的推進,海上石油開發及運輸需求有增無減。然而,面對油氣運輸和勘探開發可能出現的漏油事故,如何快速、準確、便捷地衡量出該事故對資源和環境造成的海洋生態損害價值被認為是環境治理不可或缺的必要步驟。在此基礎上,本研究試圖將生境等價分析法應用于大連新港溢油事故研究中,通過測算生態損失數額估算溢油造成的損害程度,以期為潛在的溢油事故補償、利益主體損失的彌補以及海域生態環境修復等工作提供參考支撐。

1 國內外研究概況

1.1 國外研究現狀

綜述國外相關研究領域發現,美國是最早從事溢油生態損害評估體系的國家,并且做得相當完善,值得其他國家借鑒學習。該國的溢油損害評估模型主要有計算機模型法、經驗公式法和等價分析法[1]。

(1)計算機模型法分為兩類:①Type A 評估模型。該模型是以美國內政部開發出的計算機模型為基礎,通過溢油量和事發地點等輸入指標的確定,得出溢油影響面積和持續時間的損害數據,最后結合數據庫中經濟價值、恢復時間的取值確定生態補償的數額。該方法只適用于小型、輕微的溢油案件。②TypeB 評估模型。該模型作為美國內政部制定的另一種評估模型,適合較大、較復雜的溢油情形。評估步驟分為損害確定、生態服務損失定量化和確定賠償金額3個階段[2]。

損害確定步驟的意義在于找準溢油受損對象;生態服務損失定量化是估量各項生態服務損失的減少量,最終將生態服務損失減少量進行貨幣化處理,進而轉化為確定賠償金額。

(2)經驗公式法是佛羅里達州和華盛頓州為評估小型溢油事故的損害而獨自構建的簡易評估公式[3]。

(3)等價分析法(ET),主要指生境等價分析法(HEA)和資源等價分析法(resources equivalency analysis,REA),后者由前者衍生而來。HEA 被廣泛運用于油污損害所需恢復規模的評估測定,Penn等[4]曾以美國路易斯安那州某次石油泄漏為研究案例,確定鹽沼種植恢復項目面積,以此作為對沼澤、水生動物和鳥類遭受油污損害的補償。Shaw 等[5]闡述了等價分析法和其他非市場價值評估方法之間的區別,認為無論是HEA 還是REA,究其方法運用的前提假設實際很難成立,因此仍需運用其他非市場估值法以幫助進行綜合評定。

Kim 等[6]將HEA 運用于韓國“河北精神”號油輪漏油事件中,用人工珊瑚礁作為補償生境來彌補受損漁業棲息地服務損失,最終認定造成損害價值為1.194億美元。Duffield等[7]指出HEA 方程可以表示為3個主要項的乘積:①受損生境面積大小;②受損生境和替代生境單位價值比例(補償比);③受損和替代生境當前服務損失折現值和服務收益折現值比率。

1.2 國內研究情況

目前國內推崇的溢油生態損害評估方法主要有簡易快速預評估法、貨幣評估法,以及等價分析法,這3種評估方法與佛羅里達或華盛頓溢油損害評估模型類似。①簡易快速預評估法是國家海洋局在2007年發布的《海洋溢油生態損害評估技術導則》中規定的生態服務功能損失計算公式[8-9]。②貨幣評估法是學者們以生態系統服務功能的類別為切入點,運用各類資源和環境經濟學方法,對不同類別服務功能的損害進行貨幣化,最后以所有類別服務功能損害的貨幣化價值之和作為生態系統服務價值總損失[10-14]。目前作為國際上廣為采用的溢油生態損害評估方法,HEA 也已被國內許多學者用來估算溢油對我國生態價值造成的損害。如楊寅等[15]曾以2008年某海域受損事件為研究對象,估算了紅樹林、珊瑚礁和海草床等典型生態系統在事故中造成的生境損失。溫艷萍等[16]曾用貨幣化評估法對大連新港溢油生態損害價值進行深入分析,確定其生態損害價值為11.26億元。而本研究對象在等級上被國家認定為大型溢油事件,符合運用HEA 的條件,故該方法被筆者運用于評估大連新港溢油事故造成的生態損害價值,其結果可為后期生態恢復和補償工作奠定基礎。

2 研究方法

2.1 修復工程規模計算方法——HEA

2.1.1 基本思路

HEA是美國國家海洋和大氣管理局(NOAA)提出的一種自然資源損害評估方法,服務對服務的等價替代是其建立基礎,失去和獲得的生境面積或價值是其關注重點。通過修復工程的建立,使替代生境在服務期內提供相同類型和質量的服務價值增量恰好彌補受損生境在受損期間減少的服務價值,然后利用這一等價替代關系計算出所需替代生境的面積。圖1展示了受損生境歷經溢油事故時單位面積服務水平變化的全過程。事發之前,生境的服務水平處在基線水平,溢油污染導致生境服務急劇下降至較低水平。這種狀態短暫存續之后,受損生境開啟自我恢復模式直至回到污染前的基線服務水平。因溢油而損失的未折現的單位面積生境服務總量可以表示為服務水平變化曲線以上、基線以下的陰影面積L。圖2展示了替代生境提供補償性服務時單位面積服務水平變化的全過程。介于初始服務水平線和服務水平變化曲線之間的陰影面積G,代表了單位面積補償生境提供的未貼現服務總收益。

圖1 受損生境單位面積服務減損量Fig.1 Service impairment per unit area of injured habitat

圖2 替代生境單位面積服務增加量Fig.2 Increase in services per unit area of alternative habitat

2.1.2 關鍵假設

模型方法的構建通常以一些理想化的假設為前提,HEA 也不例外。

假設1:一般而言,HEA 的應用要求受損生境和替代生境提供的服務是同等類型和同等質量。但也有部分學者認為,該假設條件可以適當放寬[17-19],受損生境和替代生境提供的服務可以是不同類型和質量,但需兩種服務彼此成比例,替代生境提供的補償性服務能夠以某種方式“縮放”進而達到替代受損服務的作用,HEA 同樣可以應用。

假設2:受損生境和替代生境的實際單位服務價值是不隨時間變化的固定量。實際上,隨著人們收入水平的提升以及對環境服務需求的增加,自然資源和環境服務價值是隨時間推移呈上升趨勢。尤其是HEA 涉及的受損生境自然恢復期和替代生境服務期在長達幾十年的時間內服務價值幾乎沒發生變化,該結論顯然與現實相違背。因此,本研究做該假設的目的在于應用HEA 時,需要利用受損生境和替代生境所提供的兩種服務的價值比,保持價值恒定把服務價值指標從HEA 的計算中消除,得到替代生境所需規模。

假設3:服務價值和服務水平同向、同比例發生變動,服務水平增加(減少)一定比例則意味著服務價值增加(減少)相同的比例。實際上,根據供需關系原理,當服務水平受到污染下降一定幅度時,總服務價值可能會因為單位服務價值的提高而沒有下降相同的比例。

2.1.3 基本步驟

(1)計算受損生境從事故發生到自然恢復完成的時間跨度內單位面積服務水平總減損量。為了量化服務損失,明確如下參數:①確定溢油事故發生后受損生境的服務損失水平(或剩余服務水平);②倘若沒有溢油事故發生情境下,確定生境原本服務水平(即基線服務水平)。基線是反映受損前生態系統功能狀態的一項數據。美國的《1990年油污法》將基線定義為“如果事件未發生,自然資源存在和服務的狀況”[20]。為方便分析,基線服務水平通常默認為100%,而非穩定性及非原始性不予以考慮。③確定受損生境自身修復開始時間和完成的周期,以及修復過程中服務水平遵循的變化函數。

(2)計算替代生境開始提供服務到結束服務的時間跨度內單位面積服務水平總增加量。計算時需明確:①選取與受損生境具有相同或相似生態服務的生境作為替代生境;②確認替代生境初始提供的服務水平,以及預計達到的最大服務水平;③確定替代生境初始提供服務、服務水平達到最大和服務結束各個時間點。

(3)結合受損生境的污染面積和兩種生境的單位服務價值,估算替代生境的補償復面積。

2.1.4 替代生境規模計算公式

若受損生境能夠自然恢復到原始基線水平,則替代生境相應面積:

式(1)中各參數含義如表1所示。

表1 替代生境規模計算公式各參數含義Table 1 Implications of parameters of the formula for calculating the scale of alternative habitat

Thur[21]認為將和看作生態系統第t年末的服務水平,使用離散的階躍函數來逼近生態系統服務水平線性的變化曲線會高估受損生境的服務總損失,同時低估替代生境提供的單位服務收益,最終造成補償生境規模結果的高估。若是采用國外學術界較為傾向的t年初相應服務水平作為和的取值,則會在低估受損生境服務總損失的同時高估替代生境提供的單位服務收益,會導致估算的替代生境規模不足以彌補受損生境真正的服務損失。筆者根據案例的研究特點,選取年中服務水平衡量受損生境的服務損失和替代生境提供的服務收益,將更加有利于精準估計出所需替代生境的規模。所以,本研究將嘗試將式(1)改進為式(2),式中因子表示用受損生境第t年末與其相鄰前一年末服務水平的算術平均值作為第t年中受損生境服務水平。

假如受損生境在第N年末仍未恢復至初始基線服務水平,且此后始終維持在第N年末的服務水平,則被認為受損生境出現永久性損失。此時所需替代生境的建設規模需做相應改變:

2.2 計算生態服務價值損失——恢復費用法

恢復費用法是指估算生態環境被破壞后將其恢復原狀所需支付費用的一種方法。根據恢復費用法的思想,本研究將補償性替代生境的建設成本近似看作受損生境的服務價值損失。基于該轉換思想,將溢油造成生態服務價值損失表示為替代生境建設面積與對應單位面積建設成本之積。

式中:E為生態服務價值損失(單位:億元);P為替代生境建設面積(單位:km2);Ce為對應生境單位面積建設成本(單位:萬元)。

3 案例分析——大連新港溢油生態損害價值評估

3.1 大連新港區位環境

大連新港位于遼東半島南端的金州區大孤山街道東北麓,黃海岸邊的大窯灣西南側,始建于1974年,建港總投資1.4億元。1976年4月30日建成投產,7 月1 日對外開港,設計年通過能力1 500萬t。新港水域面積180 km2,陸域面積1.57 km2,海上總長1 070 m 的桁架鋼橋。該港可以同時停靠10 萬噸級和5 萬噸級的大型油輪各1艘,是一個現代化深水油港。

3.2 大連新港溢油事件

2010年7月,大連市金州區大連新港附近中石油的一條輸油管道發生爆炸起火,導致1 000 多t原油流入周邊海域,溢油污染面積達430 km2,其中一般污染區域面積約為52 km2。此次溢油點相鄰多個海灣,地理位置上的毗鄰性造成原油油污主要分布在大連灣、大窯灣、小窯灣以及金石灘所屬海域內,對海灣生態系統造成極大威脅,尤其是漁業和養殖業等損失慘重。

考慮到溢油分布的擴散性,本研究假設海灣生態系統受損面積為351 km2。由于供給服務是海灣生態系統最重要的服務類型,因此將海灣內養殖產品的產量損失程度視為海灣生態系統服務水平的受損程度。根據張雯的研究結果[22],認為養殖品種中非底棲生物損失約為80%,底棲生物減少約60%。因此,本研究取非底棲生物和底棲生物損失程度算術平均值,將生態系統服務功能受損程度設為70%。

3.3 HEA輸入參數的估計

在無法模擬恢復的情況下,許多真實發生的溢油事故一般需要依靠專家意見確定恢復時間。海域受損后的自然恢復通常比較緩慢,尤其此次污染海域為相對半封閉海灣,專家估計大連新港受損海域恢復期至少為10年[23]。因此本研究假設受損海灣在2012年年初開始自然恢復,并于2021年年底恢復至污染前的基線服務水平(定義為100%)。考慮到海草床與海灣兩類生態系統的單位面積服務價值較為接近,本研究擬采用種植海草床方式以提供與受損海灣相似類型和質量的生態服務,以彌補生態損失服務量。根據生態系統中主要物種海草的生長速度,以及受損海草床生境的移植修復時間,若種植項目工程于2011年年初開始提供服務,初始服務水平為0,則2013年年底海草床生境即可達到最大服務水平[24-25]。

鑒于一般情況下替代生境的最大服務難以達到受損生境的基線服務水平,以及由于環境等諸多因素導致的海草存活率不高,本研究將海草床替代生境的最大服務水平設定為90%。為方便分析,本研究假設海灣受損生境和海草床替代生境服務水平變化時間路徑遵循線性函數,即服務水平呈線性增加。假設,海草床生境的服務期為20年,貼現率為3%。

3.4 海灣生境單位面積服務水平損失量評估

綜合溢油事故客觀數據和主觀判定數據,本研究利用式(2)將海灣生境在整個損失期服務損失折現至2020年,計算出每年單位面積服務水平損失值(表2)。

表2 海灣生境各受損年份單位面積服務水平損失Table 2 The loss of service level per unit area in each year of the Bay Habitat %

匯總貼現后的單位面積服務水平損失,認為受損生境從事故發生到自然恢復完成時間跨度內單位面積服務水平總減損量為593.93%。

3.5 海草床生境單位面積服務水平收益評估

依據對海草床替代生境相關參數的假設,本研究得出替代生境在服務期各年的服務水平變化,即2013年年底完成線性增長后將以最大服務水平持續服務到2030年(表3)。

表3 海草床生境各服務年份單位面積服務收益Table 3 Service benefits per unit area of seagrass bed habitat in each service year %

表3最后1列為海草床生境各服務年份貼現后的單位面積服務水平收益,加總后得到海草床生境單位面積總服務水平收益為1 626.14%。

3.6 替代生境規模計算

借鑒Costanza等[26]各類海洋生態系統服務功能研究成果,海灣生態系統和海草床生態系統單位面積服務價值分別為22 832美元/年和19 004美元/年。依據事故發生前受損生境單位面積年服務價值(Vj)及替代生境在其最大服務水平下單位面積年服務價值(Vp)比例(=1.2),計算補償生境面積[26]為:

3.7 受損海灣生態服務價值損失評估

由于在生態修復工程實踐中,通常采用紅樹林進行受損修復,從而對于單位面積的修復成本有一定程度真實認知,而對于海草床種植單位成本缺乏實際經驗值。因此,本研究利用當量因子轉換法[15],通過其他生態系統相對于紅樹林生態系統的當量因子,將其他生態系統建設工程的面積等價為以紅樹林為參照的建設工程面積。再利用紅樹林單位面積種植成本,計算出其他生態系統建設成本。海草床的當量因子為2.285,以紅樹林為參照的替代生境補償面積為:

1 km2紅樹林的種植成本為2 568萬元,由此海草床生境的總種植成本為90.27億元,即大連新港溢油事故造成的生態服務價值損失為:

3.8 參數敏感性分析

由于整個價值損失評估過程的最終結果諸多受制于受損生境和替代生境的假設參數,因此本研究將主要分析參數變動對損失結果的邊際影響。針對文中幾個參數的設定值,本研究設想8種可能情形。由于替代生境服務水平成熟時間跨度過短,所以服務水平變化服從Logistic函數的模擬情景在本研究中將不予以考慮,其他模擬情形對結果影響見表4。

表4 參數敏感性分析結果Table 4 Parameter sensitivity analysis results

情形1:海灣生境受損程度由70% 降低為60%;情形2:受損海灣自然恢復開始年份由2012年變為2013年;情形3:受損海灣自然恢復所需年限由10年延長至11年;情形4:受損海灣服務水平恢復時間路徑改為遵循Logistic函數;情形5:受損海灣服務最大恢復水平由100%降至90%,出現永久性損失;情形6:海草床替代生境開始提供服務年份向后延遲1年;情形7:海草床替代生境最大服務水平降低為84%;情形8:海草床替代生境服務期由20年延長至25年。

表4研究結果發現:①敏感性分析顯示不同參數對結果的影響顯著不同,受損生境參數變化對計算結果的影響遠大于替代生境參數的變化。其中,受損生境服務的最大恢復水平(+63.40)對替代生境規模結果有強烈影響,可見能否自然恢復到基線服務水平對生境損失結果有決定性作用。其間接反映了污染之后緊急處置油污的重要性,該措施將更有助于避免形成永久性服務損失,盡可能減少溢油損害。②影響損失結果的另一項重要參數是受損生境服務水平恢復函數的形式(-29.49)。該結果反映出受損生境服務水平恢復函數形式的判定,是HEA 中較關鍵一環。由于篇幅所限,后續工作中將進一步深入探討。

4 結論及建議

本研究基于HEA 的思想、基礎假設和基本步驟,評估大連新港溢油造成的生態損害,認為:①采用海草床種植方式將更有利于該港生態系統服務功能的恢復,其生境面積為153.84 km2;②關于海草床生境當量因子和紅樹林單位面積種植費用,估算大連新港溢油事故造成海灣生態損害價值約為90.27億元;③損失數額的確定是依靠專業人員進行判斷的許多參數為支撐,致使所需恢復生境與實際規模稍微存在偏頗。鑒于此,為驗證所得損失結果的可靠度,本研究進行參數敏感性分析,發現對損失結果起關鍵決定作用的是受損海灣服務最大恢復水平(+63.40)和受損海灣服務變化的函數形式(-29.49)。所以,面對發生的溢油事故:一方面要及時回收和清理油污以減少生境損失,人為作業具有最大程度上降低形成永久性損失的優勢;另一方面,受損生境服務水平恢復函數形式的判定是在HEA 中扮演重要角色,應加強該方面的探究。

雖然HEA 的結果受到參數取值的限制,具有一定的主觀性,但仍然能體現其在自然資源損害評估中的作用。因此,今后科研工作中應繼續優化參數確定方法,使HEA 在我國溢油損害補償實踐中占有一席之地,從而達到精準評估溢油造成的生態損害價值,為海洋相關部門環境保護及環境公益索賠提供參考依據。