生态系统服务内涵

第一章　绪　言

第一节　生态系统服务内涵

一、 生态系统服务的提出及内涵

生态系统服务是指自然生态系统及组成它们的物种维持和满足人类生命的条件和过程（Daily，1997）。它不仅为人类提供食物、医药及其他工农业生产原料，更重要的是支撑与维持了地球的生命支持系统，如调节气候、维持大气化学的平衡与稳定、维持生命物质的生物地球化学循环与水文循环、维持生物物种与遗传多样性、减缓干旱和洪涝灾害、植物花粉传播与种子扩散、土壤形成、生物防治、净化环境等。

其实早在人类社会发展初期，人们就已朦胧地认识到生态系统对人类社会发展的支持作用。早在古希腊，柏拉图就认识到雅典人对森林的破坏导致了水土流失和水井的干涸。在美国，George Marsh （1864）也许是第一个用文字记载生态系统服务功能作用的人，他在Man and Nature （人与自然）一书中记载：由于受人类活动的巨大影响，在地中海地区，“广阔的森林在山峰中消失，肥沃的土壤被冲刷，肥沃的草地因灌溉水井枯竭而荒芜，著名的河流因此而干涸”。同时他还指出，水、肥沃的土壤，乃至我们所呼吸的空气都是大自然与其生物所赐予的。19世纪后期，许多学者从人与自然相互关系的角度探讨了以生物为主体的自然界与人类生存的关系，特别是生态学的形成与发展对于认识生物及其组成的各种生命系统的功能起到了重要的推动作用。20世纪40年代，随着生态系统概念与理论的提出和发展，人们对生态系统结构与功能有了进一步的认识与了解，这为人们研究生态系统服务提供了科学基础。自20世纪70年代以来，生态系统服务开始成为一个科学术语及生态学与生态经济学研究的分支。1970年出版的Study of Critical Environmental Problems （关键环境问题研究）首次使用生态系统服务“Service”一词，并列出了自然生态系统对人类的“环境服务”功能，包括害虫控制、昆虫传粉、渔业、土壤形成、水土保持、气候调节、洪水控制、物质循环与大气组成等方面。1974年，Holdren与Ehrlich在Human population and the global environmen （人口和全球环境）一文中论述了生态系统在土壤肥力与基因库维持中的作用，并系统地讨论了生物多样性的丧失将会怎样影响生态服务功能，以及能否用先进的科学技术来替代自然生态系统的服务功能等问题，认为生态系统服务功能丧失的快慢取决于生物多样性丧失的速度，企图通过其他手段替代已丧失的生态服务功能的尝试是昂贵的，而且从长远的观点来看是失败的。

生态系统服务全面的科学表达及其系统的定量研究出现在20世纪70年代，此后，世界上许多学者在个别生态系统深入研究的基础上，对全球生态系统的服务功能进行了初步评估。1997年Costanza等把大量的、分散在这一领域的研究加以总结，把生态系统的服务功能归纳为17种类型，分别按10种不同生物群区的总面积推算出所有生物群区的服务价值。据他们初步估算，就整个生物圈而言，这一服务的价值是巨大的，每年提供的服务价值至少33万亿美元。随后，这一概念及其内容又得以进一步具体和丰富，人们通过不断深入认识，生态系统服务逐渐成为生态学研究领域的新热点。

尽管国内外学者对生态系统服务的概念给出了不同的描述和表达，但对其科学内涵的理解在逐步地完善和明确。如Daily （1997）将生态系统服务定义为“生态系统服务是指自然生态系统及组成它们的物种维持和满足人类生命的条件和过程。它维持生物多样性及生态系统产品的生产”。Daily认为生态系统服务包括了功能和过程。在Costanza等（1997）的定义中，生态系统服务是指人类从生态系统功能中获得的收益，功能包括过程，两者一起提供生态系统服务。Costanza等人认为生态系统产品和服务是指人类直接或间接从生态系统功能中获得的收益。De Groot等（2002）则认为过程带来功能，功能提供服务，并将生态系统功能定义为“提供满足人类需要的产品和服务能力的自然过程和组成”。分析以上关于生态系统过程、功能、服务的代表性定义及相关文献可以发现，对“生态系统功能”一词的理解多种多样，甚至是互相矛盾的解释，有时整个概念被用来描述生态系统的内在功能，如维持营养物质循环等，有时又用来描述人类从生态系统结构和过程中得到的收益，如食物产出等。在本研究中，我们将所有收益统称为“生态系统服务”，因为，有时很难确定生态系统提供的收益是一个“产品”或者是一个“服务”；同时，一个过程可以影响多种“服务”，反过来，一个“服务”可能是由多个过程所致。

二、 人类活动对生态系统服务的影响

人类为了维持自身的生存与发展就必须从生态系统中获得产品，或改变地球上主要生境的规模和结构来生产所需的产品，也就是说，人类维持自身的生存与发展就是人类充分利用生态系统服务的过程。过去，由于人类对生态系统服务及其重要性不甚了解，人类对自然资源的过度开发和向生态系统中大量排放生活、生产中的污染物导致了一系列威胁人类生存与发展的生态环境危机，其实质就是无序的人类活动致使生态系统服务受到损害和削弱。

人类活动通过改变生境、生态系统结构和生物地球化学循环三种方式对生态系统的服务产生影响（郑华等，2003）。土地开垦、水资源开发利用、森林砍伐、过度放牧、城市化等人类活动使生境特征发生显著改变，影响生态系统的物种组成与功能，损害生态系统生物多样性的产生与维持功能以及提供生态系统产品的能力，导致生物多样性下降、物种丧失和生物入侵（Wilson，1992；Saunders et al，1991）。人类对水生生境的破坏，还会削弱生态系统提供生态产品的能力，导致作为主要蛋白质来源的鱼类食品的减少（Humborg et al，1997）。农业、化石能源消耗、工业化等人类活动排放的污染物进入生态系统中，严重影响了生态系统生境的环境质量，同样也损害了生态系统维持生物多样性和提供生态系统产品的功能。对海洋生境的影响是非常明显的。赤潮发生频率增加，对海水养殖业造成的经济损失非常巨大（叶属峰等，2004）。渔业捕捞、狩猎、国际贸易等人类活动使生态系统的二级结构发生变化，导致生物种类减少，种群数量下降，层次结构发生变化等，降低了生物多样性的维持能力和生态系统产品的供给功能（郑华等，2003）。

人类活动对生态系统服务的影响相当复杂，一种人类活动方式可以影响多种生态系统服务；反过来，一种生态系统服务的影响也可能由多种人类活动所致。目前人类已经逐渐认识到维护、保育生态系统服务的重要性，正以加强生态系统管理等方式来恢复和保育生态系统的服务，并取得了一定进展。

第二节　国内外相关研究进展

一、 海洋生态系统服务研究

海洋是地球环境的调节器，是人类生命支持系统的重要组成部分（Chukwuone et al，2009）。海洋中不但有现实开发资源，还有潜在战略资源，是支持人类持续发展的宝贵财富。海洋生态系统在食品供给、气候调节、有害生物和疾病的生物调节与控制、干扰调节等方面起着极其重要的作用，同时也是重要的物种基因库，是生物多样性的富集地（Costanza et al，1999，2002；Daily et al，1995）。Costanza等1997年的研究结果表明，在全球的生态系统所提供的服务中有63%来自海洋，37%来自陆地，可见，海洋生态系统为人类社会经济的发展提供了相当重要的支持。随着研究、开发利用海洋的理论和技术的不断发展，人类对海洋生态系统价值的认识在继续深化，近年来，海洋生态系统服务和价值评估已成为国内外相关学者的研究重点（Daily，2000；Duarte et al，2000，2003；Engelhardt et al，2001；曾江宁等，2005）。

国外对海洋生态系统服务的研究起步较早。King （1995）采用支付意愿法计算了英国英吉利海峡边的Eastboune度假沙滩1993年度的休闲娱乐价值为4.50 × 106英镑。Costanza （1999）分析了海洋的生态价值、经济和社会价值，倡导重视海洋生态系统服务研究。Moberg （1999）讨论了珊瑚礁生态系统服务的内涵和分类体系，分析了4种类型的珊瑚礁产生的服务，除物质生产以外，珊瑚礁还提供了物理结构服务（如海岸带保护）、生物服务（如生物多样性）、生物地球化学服务（如N固定）、信息服务（如对气候变化的记录）和社会文化服务（如休闲）等。Ronnback （1999）归纳和整理了红树林的多项产品和服务，并研究了红树林对渔业生产的支持作用。Duarte （2000）研究海草部落，证明了高物种多样性支撑着较强的生态系统功能和生态系统服务。Moberg （2003）进一步阐明了红树林、海草床和珊瑚礁等热带海洋景观的服务种类，除了物质生产功能以外，其中红树林还可提供18种服务，海草床13种，珊瑚礁10种。Holmlund和Hammer （1999）研究了鱼类所产生的25种生态服务，包括调节服务（如对食物网动力学的调节）、关联服务（如联系不同的水生生态系统）、文化服务（如灾害控制）以及信息服务（如对生态压力的评估）等。Engelhardt （2001）也得出了类似的结论，即大型水生植物的物种丰度可以提高湿地生态系统功能和服务。尽管许多人认为生物多样性丧失会导致生态系统结构的巨大变化和功能下降，进而影响到人类产生的服务（Costanza，1997），但最近的研究表明，生物多样性丧失对生态系统的功能和服务的影响十分复杂（Loreau 2001）。Wardle等（2005）经过7年研究指出，尽管功能群或物种的丧失会对关键生态过程产生损害，但对生态系统功能及其服务的影响则很不确定，既与不同生态系统类型有关，也与特定的非生物和生物对生态系统的作用有关。但有一点可以确定，保护生物多样性可以维持生态系统的服务（Balvanera 2001）。Beaumont （2008）等发现西欧7个海区生物多样性支撑着12个生态系统服务，认为人类从生物多样性获得的效益完全依赖于整个生态系统的状态好坏，实际从整个生态系统获得的效益比实际评估的各项生态系统服务价值之和要高；同时还逐项讨论了英国海洋生物多样性提供的13项生态系统服务，并就如何汇总计算进行了探讨。他还指出生物多样性下降引起海洋环境健康退化、渔业潜力降低、娱乐机会丧失等服务减弱。

国内关于海洋生态系统服务的研究起步较晚。韩维栋等（2000）认为，我国现存红树林1.364 6 × 104 ha，每年提供的生态系统服务价值为2.365 × 1010元。徐从春（2003）则尝试构建我国海洋生态系统服务价值的评估框架。李加林等（2003）的研究表明，江苏互花米草海滩生态系统服务价值平均每年为1.08 × 109元，主要是间接经济价值，为1.02 × 109元。杨清伟等（2003）采用Costanza等的分类系统和单位价值初步估算出广东—海南海岸带的生态系统服务的总价值为316.97亿美元 / 年，其中海域129.59亿美元 / 年。养分循环、水分调节、休闲娱乐和水分供给等服务的贡献较大。Zhao （2004）基于遥感影像发现上海崇明岛土地利用变化造成湿地生态系统服务价值减少。辛琨等（2005）运用替代法和影子工程法对海南省的红树林土壤吸附重金属的生态功能进行了价值估算，东寨港2 056 ha的红树林土壤吸附重金属的功能价值为5 462万元。汪永华等（2005）采用问卷方式研究海南新村海湾生态系统服务恢复的价值，当地居民的最大支付意愿为56.87元 / 人，恢复该区域生态系统服务的经济效益每年至少在325万元以上。彭本荣等（2005）系统研究了海岸带生态系统服务价值，进行了理论和方法的改进。陈国强等（2006）对比厦门1986年和2004年的遥感影像，表明厦门滨海湿地生态系统服务价值从1986年的18.3亿元下降到2004年的16.13亿元，损失11.9%，其中，废物处理、水分调节和干扰调节服务价值损失最突出。马育军等（2006）研究了江苏沿海区域生态系统服务价值对三种滩涂开发利用行为的生态敏感性大小，滩涂开发成建设用地的敏感性最强，开发为耕地次之，开发成养殖水面最小。韩秋影等（2007）的研究表明2005年广西合浦海草床生态系统服务的价值为6.29 × 105元/ （年 •公顷），其中间接利用价值占70.97%，从1980 ～2005年，合浦海草床由于人类活动造成的服务价值损失为3 467.95万元，损失率为71.97%。但是，直接利用价值增加了4 452.88万元，间接利用价值损失为39 110.83万元，损失率高达81.82%。

在国家“908”重大专项的资助下，国家海洋局一所承担了我国海洋生态系统服务计划（2005 ～ 2009年），开展了海洋生态系统服务理论研究（郑伟，2008；张朝晖，2006，2007a），建立了我国四大海区海洋生态系统服务分类体系（陈尚，2006）和服务价值评估方法（张朝晖，2007b），评估了桑沟湾（张朝晖，2007 b）、连云港海岸带（Wang，2006）的生态系统服务价值，开发了海洋生态系统服务价值评估软件。根据生态系统服务评估的要求，陈尚等（2006）把我国海洋生态系统分为9个基本生态类型：海湾、河口、一般浅海、珊瑚礁、红树林、草滩湿地、海岛、海藻（草）床和养殖生态系，每个生态系统具有4组（供给、调节、文化和支持服务）共14种服务。张朝晖等（2007b）的初步评估表明2003年桑沟湾生态系统服务价值为6.07 × 108元，平均4.24 × 106元 / 平方千米。其中，供给服务、调节服务和文化服务分别占51.29%、17.34%和31.37%，在所评估的8种服务中，食品供给服务价值最高（50.45%），其次是旅游和娱乐服务价值（29.89%）及气候调节服务价值。

二、 海水养殖对生态系统影响的研究

海水养殖是我国利用海洋生态系统服务的主要方式之一。我国海水养殖产量居世界首位，为人们提供了丰富的水产品。2011年我国海水养殖面积为2 106 × 103公顷，占水产养殖总面积的27%，海水养殖产量1 551万t，占全国海水总产量的53%，占世界海水养殖总量的80% （中国渔业统计年鉴，2012）。同时，养殖模式也从原始的自然生态型（自然混养）逐步过渡到单养、混养、筏式养殖、底播式养殖等。但是，由于生产者片面追求高产，忽视了长远的生态效益，致使不少海域开发过度，养殖自身污染加重，导致环境恶化，破坏了生态系统的结构与功能，使许多近海生态系统承受着前所未有的压力和胁迫，严重影响到海水养殖业的持续、稳定发展。关于海水养殖与维护生态平衡之间的关系问题已引起了各方面的关注与讨论（朱明远等，2000；张莉红等，2005；董双林等，2000；Primavera，2006；季如宝等，1998）。大量研究表明，养殖可造成生物群落退化、生物多样性减少等问题（Yang et al，2004；张福绥等，1999；Wildish et al，2005）。但也有研究发现，海水养殖活动不仅提供物质产品，还可提高生态系统的其他服务（Marko et al，2007；毛玉泽，2004；Chai et al，2006；Rice，1999；Prins，1994；Newell，2004）。如浅海贝类和藻类的养殖活动直接或间接地使用了大量的海洋碳，通过提高浅海生态系统吸收大气中CO2的能力实现碳减排，据估算，2002年中国海水养殖的贝类和藻类通过收获可从海中移出至少120万t的碳；1999 ～ 2008年，我国海水贝藻养殖每年从水体中移出的碳量为100万 ～ 137万t，10年合计移出1 204 万t，相当于每年移出CO2 440万t，10年合计为4 415万t （张继红等，2005；唐启升，2011）。在贝参混养模式下，刺参可通过摄食贝类产生的粪便和假粪净化与修复养殖环境（袁秀堂等，2008）；大型藻类的养殖能有效吸收养殖水体中过剩的营养盐，通过光合作用产生氧气改善养殖水体环境（毛玉泽，2008；胡海燕等，2003；Troell et al，1999）；而贝藻混养系统中，大型藻类能有效地抑制水体中弧菌的繁殖，减少养殖病害的发生（毛玉泽，2008）。大型藻类同鱼类、虾类等混养也被认为是吸收利用营养物质和延缓水质富营养化的有效措施之一（Ahn et al，1998；Anderson et al；1999；Fei，2004；岳维忠等，2004；徐姗楠等，2006；Peterson et al，2001）。例如，Haglund （1993）以及Troell （1999）的研究显示，养殖江蓠的年产量约为258吨/公顷，通过收获江蓠，可从水体中去除1 020 千克 （氮） /公顷和374 千克 （磷） /公顷；周毅等（2002）研究表明，烟台四十里湾海区每年因海带收获将减少130 t氮和30.4 t磷。滤食性贝类养殖可通过多种方式直接影响水体中的营养物质。首先，滤食性贝类通过滤食水体中的颗粒物并将其重新包装成粪便和假粪，从而降低了水体中营养物质的浓度。养殖贝类的收获也是水体中营养物质净输出的一个主要方面。Lindahl （2005）的模型研究结果显示，紫贻贝养殖可使瑞典Gullmar湾水体中的氮降低20%，同污水处理厂相比，增加该湾贻贝的生物量是减少营养物质负荷对该湾压力的非常经济、有效的方法。Kasper等（1985）发现新西兰贻贝养殖区活的贻贝和贝壳促进了被囊类、石灰质的多毛类、海绵等硬底种类的发展。尽管关于海水养殖对环境影响的研究较多，但是，由于养殖区域环境条件、养殖种类、养殖密度、养殖规模、养殖方式的差异，不同的研究得出的结果也不尽相同。

三、 桑沟湾海水养殖的研究

桑沟湾是我国典型的温带养殖海湾，位于山东半岛东端，没有大的河流流入，工业排污和生活排污较少，主要的人类活动是海水养殖。桑沟湾从20世纪50年代开始养殖海带，80和90年代该湾大规模养殖的品种是筏式养殖的扇贝、海带，2000年以来大规模养殖的品种是牡蛎、海带等，局部海区有少量鲍、海参以及鱼类网箱养殖，还有少量池塘养虾。桑沟湾作为养殖生态学野外研究基地，目前已开展了很多关于其养殖容量、生态优化养殖模式与技术、养殖水域生态调控与环境修复、健康养殖技术等方面的研究，已发表与桑沟湾相关的论著100多部。

随着桑沟湾养殖品种的多样化、优质化，以及养殖模式由单一的藻类养殖向虾类、贝类、鱼类和海珍品养殖逐步延伸，养殖方式呈现出多样化发展趋势，设施渔业、深水网箱养殖等得到较快发展。因此，桑沟湾海水养殖业的可持续发展及健康养殖模式的研究，也成为控制其养殖病害暴发、提高渔产品质量、减少水域污染、维持良好生态环境的一个十分重要的问题。1996年，方建光等首次对桑沟湾栉孔扇贝养殖容量进行估算，当壳高为3 ～ 4 cm时，单位面积养殖容量为90粒/平方米，壳高为4 ～ 5 cm时，单位养殖容量估算值为60粒/平方米，壳高为5 ～ 6 cm时单位养殖容量约为30粒/平方米，是实际单位面积养殖密度的3/5左右。孙慧玲等（1996）对栉孔扇贝的笼养与串耳养殖等不同养殖方式及不同水层（1 m、2 m、3 m、4 m）的养殖效果进行了综合试验和分析，结果表明串耳养殖的扇贝平均壳高增长比笼养扇贝生长快，串耳养殖方式以2 m 为最佳养殖水层，笼养方式的最佳水层为4 m。朱明远等（2002）通过建立贝藻混养生态模型，模拟不同播苗养殖和收获方式下的产量，以及不同混养方式对海洋生态系统的影响来确定养殖容量，并将其应用于桑沟湾栉孔扇贝、太平洋牡蛎和海带混养生态系统的模拟。模拟结果表明：当养殖密度分别增加到目前扇贝和牡蛎放苗量的2倍和15倍时总产量最高（达到养殖容量），但单位面积产量和产量 / 播苗比减少，因此效益是下降的；扇贝放苗量增加到目前的15倍，牡蛎增加到30倍时会导致养殖生产崩溃，同时生态系统也发生改变。Duarte等（2003）利用物理—生物化学模型计算了桑沟湾的养殖容量。傅明珠等（2013）利用海洋养殖生态系统健康综合评价方法与模式对桑沟湾养殖生态系统的健康进行了综合评价，评价结果显示：桑沟湾养殖生态系统健康勉强达到较好水平，控制养殖密度和规模等措施是改善桑沟湾生态系统健康的必要途径。唐启升等（2013）研究分析表明，在多重压力胁迫下，近海生态系统及其变化受控于多因素作用的控制机制，导致生态系统变化的复杂性、不确定性，并难以甄别和管理，多营养层次综合水产养殖是应对多重压力胁迫下近海生态系统显著变化的一条有效的途径，并详细介绍了在桑沟湾构建的多营养层次综合养殖模式及其效果，评估了多营养层次综合养殖的碳收支与生态服务功能。

海水养殖对环境的影响是多方面的，它是生物过程与环境相互作用的结果；反过来，养殖环境的变化也影响着养殖生物的生理生态过程。孙耀等（1998）于1993年11月至1994年10月对桑沟湾养殖海域的水环境特征进行了研究，并与十年前（1983年）的历史资料作了比较，结果发现该湾各种化学指标的垂直分布均匀，水动力状况与十年前相比发生了明显变化，营养物质输送和海水自净能力降低；各种化学指标、初级生产力、营养状况及类型等平面分布和季节性变化都有更加显著的差异，无机氮（IN）成为桑沟湾初级生产的限制因素。杨红生（1998）认为滤食性贝类的特殊摄食机制，使得本应该起到净化水体作用的这一自养生态系统发生局部的严重自身污染，从而影响到整个养殖业的进一步发展。1997年连岩等阐述了桑沟湾水温、盐度、透明度、pH和“三氮”的变化特征，海水化学的基本特征（如pH和“三氮” ）已发生了明显的变化，pH已降到海水水质要求（GB3097282）第二类，无机氮比海水水质要求（GB3097282）第三类还高出3.555 mmol/dm3，这可能成为当年桑沟湾养殖的扇贝大面积死亡的重要原因之一。毛兴华（1997）的研究表明，桑沟湾食植性浮游桡足类生产力的波动范围为0.42 ～ 11.8 mg/ （m2 • d），平均生产力为3 mg/ （m2 • d），年产量为1.1 g/ （m2 • d）。生产效率如此低下是由于该湾养殖了大量扇贝所致。陈皓文（2001）对桑沟湾表层水总异养细菌（H）、几丁质降解菌（C）和弧菌（V）含量及C/H、V/H与N、P、水温等9个生态环境因子间分别作了相关分析，结果显示：在不断增强的环境负荷下，异养细菌与营养盐、化学耗氧量（COD）等有大体一致的增减趋势，与水温间有一定的负相关，几丁质降解菌、弧菌的消涨基本与水温一致，而与溶解氧相悖。刘慧等（2003a，2003b）系统研究了桑沟湾养殖海区浮游植物的周年变化。蔡立胜等（2003）对桑沟湾养殖海区海底沉积物进行了底质与间隙水营养盐的分析，并对该海区沉积物—海水界面营养盐的通量进行了估算。孙丕喜等（2007）根据2003年8月 ～ 2004年7月桑沟湾海区12个航次海水营养盐的调查资料，分析了该海区海水营养盐的分布特征及时空变化，评价了水质的潜在性富营养化状况。陈聚法等（2007）基于海流、波浪、水环境和沉积环境指标的实测资料，探讨了桑沟湾贝类养殖水域沉积物再悬浮的动力机制，并估算了一次大的动力过程作用下桑沟湾沉积物中氮、磷营养盐的释放量。蒋增杰等（2008）对桑沟湾表层沉积物重金属的含量分布及富集状况进行了调查分析，并采用Hakanson的潜在生态危害指数法评价了该湾沉积物中重金属的污染程度和潜在生态危害，结果表明桑沟湾表层沉积物中重金属的潜在生态危害轻微，对桑沟湾生态环境具有潜在影响的重金属元素主要是Cd。慕建东等（2009）根据2003年8月 ～ 2005 年5月桑沟湾4个航次调查结果，对该海区浮游植物的种类组成、数量分布和群落结构进行分析。Zhang等（2008）的研究表明，桑沟湾的贝藻养殖活动从20世纪80年代就开始了，经历了20多年的养殖，底质环境依然属于1级，这与桑沟湾低密度的养殖活动、良好的水动力条件、多元的养殖模式有关。杜鹏（2009）利用ECOM水动力模型准确模拟了桑沟湾海域的三维潮流场，为污染物的扩散输移提供了动力场。邱照宇（2010）在ECOM水动力模块正确模拟桑沟湾海域潮流场的前提下，利用美国RCA （Row Column AESOP）水质模型模拟桑沟湾的水质状况，模拟结果与监测数据基本一致。周毅等（2003）对桑沟湾栉孔扇贝的生物沉积进行了现场测定，结果表明桑沟湾栉孔扇贝具有相当高的生物沉积速率，影响栉孔扇贝生物沉积的主要因素包括水温、悬浮颗粒物、扇贝个体大小和年龄。高密度、大规模的近岸浅海贝类养殖所产生的大量生物沉积物可能会对海区的物理、化学和生物环境产生影响。毛玉泽等（2005）采用呼吸瓶法现场研究了两种不同规格长牡蛎（Crassostrea gigas）的耗氧率、排氨率及氧氮比的季节变化，从代谢水平探讨了长牡蛎夏季死亡的原因。

尽管从不同尺度对桑沟湾养殖海域中的系统变化、系统输出和经济效益评估及养殖模式的优化和管理等方面作了较详细的研究，但对其养殖生态系统服务功能的评价研究还缺少关注。Zheng等（2008）、张朝晖（2007b）和石洪华（2008）等对桑沟湾生态系统不同年度的服务价值进行了静态评估，是新的尝试，但还不能清楚地表明不同管理措施、不同利用方式以及养殖活动是如何影响服务价值的，也无法判断桑沟湾的最大可持续生态系统服务贡献。我国的海水养殖系统主要是在自然海区建立起来的人工生态系统，在取代自然生态系统以后，其生态过程所体现的生态服务及其价值在量上和质上发生了哪些变化？究竟能否大力发展海水养殖业？如何提高海水养殖系统的生态效益和经济效益？有些人认为规模化养殖以后对近海生态系统的生态环境产生了巨大的破坏作用等问题，目前都还没有明确的定论。虽然生态系统服务及其价值评估早已为国人所认知，但与其他类型的生态系统相比，海水养殖生态系统研究还存在着很大的差距与不足，特别是缺少一些原创性研究工作。

第三节　研究思路及意义

一、 研究思路

为了解决上述问题，本研究以桑沟湾养殖系统不同养殖模式为研究对象，以生态系统服务与可持续发展理论为基础，在前人研究的基础上，通过历史数据分析和大量实地调查、借助系统评估和数学建模等多种方法，探明不同海水养殖模式对桑沟湾生态系统的影响，研究不同养殖模式对生态系统的正面效应和负面影响，并进行货币化的评估；基于所建立的生态可行性指数和经济可行性指数筛选与优化生态系统服务功能和价值最大化的养殖模式，通过构建可持续产出预测模型，对优化后的养殖模式进行产出预测，并提出管理的建议。研究重点包括：

（1） 不同养殖模式下养殖海域生态环境现状评价；

（2） 不同养殖模式下生态系统服务价值的评估；

（3） 不同养殖模式下养殖系统服务价值变化趋势的预测；（4） 以实现养殖系统服务价值最大为优化目标，对现有养殖模式进行优化配置。研究思路如图1-1所示。

图1-1　研究思路

二、 研究意义

该研究具有重要的理论意义和应用价值，表现在以下几个方面。

（1） 为研究健康养殖模式提供新的思路。基于生态服务价值的养殖模式优化研究，是结合养殖区域的自然、经济、社会条件，在提高养殖海区生态系统服务的前提下，力求最大限度地发挥海区的综合功能。

（2） 为管理者提出基于生态系统管理的合理措施和为决策提供依据。以货币方式建立平衡养殖的市场收益和环境损害的可比较的定量方法，可将生态系统的相同服务进行比较，也可将同一生态系统的各单项生态系统服务进行综合。

（3） 可促进海水养殖业的可持续发展。由于养殖环境污染等问题，我国海水养殖业的发展空间已相对较小，通过近海养殖系统服务的定量研究，有助于更全面地衡量海水养殖业。以货币价值的形式表达不同养殖模式的生态系统服务能力尤其有助于我们进行比较和选择更利于海水养殖系统生态效益和经济效益双赢的养殖模式。