研究，部分进行了专题介绍生态恢复、生态系统服务与土地利用

修复工程中的生态系统服务提供:生态演替对潮汐沼泽恢复效益的影响

• 摘要
• 简介
• 方法
  • 研究区域
  • 生境变化:沼泽演替
  • 生态系统服务(ES)影响
  • 长期的评估
  • 敏感性分析
• 结果
  • 生境变化:沼泽演替
  • 生态系统服务(ES)影响
  • 长期评估:情景分析
  • 敏感性分析
• 讨论与结论
  • 沼泽演替对生态系统服务(ES)提供和项目长期效益的影响
  • 项目经济效益
  • 生态修复的经验教训
• 对本文的回应
• 文献引用

介绍

不断增加的人类活动意味着许多生态系统正在遭到破坏或丧失，这反过来又导致生态系统服务(ES)的丧失，对人类福祉产生负面影响(MEA 2005, TEEB 2010)。在世界各地的河口地区，过去几个世纪的堤防建设，加上海平面上升，已导致潮汐沼泽及其提供的许多ES(例如，防洪、水质改善和渔业生产)丧失(Barbier et al. 2011)。潮汐沼泽的防洪能力作为适应和缓解气候变化问题的生态工程解决方案受到了近年来的研究的高度关注(Cheong et al. 2013, Duarte et al. 2013)。beplay竞技事实上，潮汐沼泽有能力减弱风暴潮和风暴潮，并减轻海平面上升的影响(Temmerman et al. 2013, Müller et al. 2014)。潮汐沼泽的消失和对潮汐沼泽重要性的认识清楚地表明，迫切需要保护和恢复这些生境。

一种常见的做法是破坏、降低或完全拆除现有的海岸防御工事，在以前的填海地上恢复潮汐沼泽。然而，这些做法所涉及的投资成本很高，这可能是一个限制，更重要的是，这些项目有时会遭到当地人的抗议，他们被迫放弃自己的土地。对ES交付的变化进行经济评估可以帮助决策者考虑恢复项目的公共和私人后果(Johnston等，2002年，Beaumont等，2008年)。然而，只有少数研究对潮汐沼泽恢复项目进行了经济评估，其中大多数集中在英国的案例(例如，Andrews et al. 2006, Shepherd et al. 2007)。在研究中发现，新创建的湿地栖息地的效益的总体价值被使用。这一整体价值包括几个效益的综合价值，如水质改善、新沉积物的积累、栖息地的创造、设施和娱乐区域。在一些研究中，只有气候调节被赋予了单独的货币价值(例如，Shepherd et al. 2007)。其他重要的功能，如防洪，在这些研究中没有给出明确的价值。然而，在一些关于现有沿海湿地和盐沼的更普遍的研究中，洪水保护被赋予了货币价值，即没有专门针对沼泽恢复的研究(King and Lester 1995, Mangi et al. 2011)。应当承认，一般而言，对于所有环境服务评估，只包括目前已知的、可以量化和评估的服务。

人们普遍认为，盐沼是在很长一段时间内形成的(几十年到几百年)，例如，由于潮汐淹没和沉积之间的反馈，导致地表海拔逐渐上升。这导致潮汐淹没的减少，从而推动生态演替从最初的低海拔、无植被的潮滩，到先锋沼泽，最终到高海拔的沼泽栖息地(Olff 1997, Temmerman et al. 2003)。此外，气候变化和海平面上升等外部因素也会对生态演替产生影响。beplay竞技例如，潮汐淹没将受到海平面上升导致的河口平均高水位上升的影响，潮汐淹没增加将导致沉积增加，从而影响生态演换率(Olff 1997, Morris et al. 2002, Fagherazzi et al. 2012)。在以往的经济学研究中，动态生态演替过程得到了承认，但没有得到明确的考虑。相反，只有预期的和最终的静态高沼泽的收益被作为每年的恒定值考虑。然而，结果被认为是高估的，因为中间阶段(残余植被、先锋沼泽和泥滩)被认为收益较少(例如，Johnston et al. 2002, French 2006)。然而，还没有证明在沼泽开发过程中确实有更少的好处。过渡阶段的生态过程也可能带来好处，但据我们所知，还没有研究对此进行过调查。另一个因素是很难预测是否以及何时达到了高潮阶段。

所有这些因素都会对修复项目的潜在效益产生影响。事实上，修复项目的收益并不是恒定的，因为有许多动态条件，比如生态继承(Walker et al. 2007)、气候变化和水质。beplay竞技我们的研究目标是:首先，利用现有的河口环境知识，从生物物理和货币角度进行详细的ES评估;第二，将生态演替导致的生态系统交付的时间演化纳入总效益的计算，以改进对恢复项目效益的估计。

方法

研究区域

本研究是关于位于荷兰-比利时边界的Schelde河口中盐地带的Hertogin Hedwige- and Prosperpolder的潮汐沼泽恢复项目(图1A)。潮差为4至6米，悬浮泥沙平均浓度为0.1克升^－1．项目总面积770公顷，其中465公顷将恢复为潮间带湿地(预计2019年完成)。以前的圩区主要是农田，但也有其他的土地使用类型，如一些建筑物和道路。施工包括在项目区向陆地一侧建造环形堤坝，并在局部降低旧海堤，以允许潮汐每日淹没和潮间带自然生态发展(图1B)。该项目的建筑工程、土地用途变化、投资成本和维修成本的详细资料列于表1。

生境变化:沼泽演替

为了改进修复工程效益的估算，研究了沼泽演替不同阶段对修复工程效益时间演化的影响。本研究认为，泥沙淤积是泥滩向低沼泽(先锋沼泽)、中沼泽和高沼泽生态演替的主要驱动因素。由于该区域位于受保护的内弯，处于最大浊度带，暴露于高悬浮物浓度，预计在项目区会有沉降。此外，该地区地势相对较低，相对于平均高水位(MHWL;Soresma/ antea group et al. 2007)。如前所述，使用MARSED模型对项目区200年的年沉降率进行了建模，并针对Schelde河口沿线的沼泽进行了校准和验证(Temmerman等人，2003.2004)。MARSED模型与Kirwan和Temmerman(2009)和Kirwan et al.(2010)的其他独立开发的marsh模型进行了测试。至于裸露的泥滩，还对其沉积速率作了额外的预测，因为该模型仅适用于有植被的沼泽。

MARSED模型是一个非空间的零维模型，它基于潮汐淹没和沉积反馈过程的物理过程模型，在考虑沉积物供应的情况下，模拟潮汐沼泽的泥沙淤积速率和由此引起的海拔升高。这是一个相对简单的模型，因为它忽略了泥沙运输的复杂空间过程，而是侧重于沼泽中某些点具有不同初始海拔的海平面上升情景下沼泽海拔上升的长期(几十年到几百年)预测。

以下模型变量的输入值(Temmerman et al. 2004)已适应我们的应用:

• 平均悬沙浓度:SSC = 0.08 - 0.12 g l^－1(Hedwigepolder的Schelde河口的平均值，+/- 20%的不确定性范围，以解释自然变化);
• 沉降速度:Ws = 1.10⁴m s^－1(舍尔德河口沿岸沼泽的平均值);
• 干容重:Cs = 500 kg m³(舍尔德河口沿岸沼泽的平均值);
• 处理后沉积物的压实:dP/dt = 0 mm y^－1(对Schelde沿岸的大多数沼泽来说，压实作用可以忽略不计，Temmerman et al. 2004);
• 有机物质的吸积速率:dSorg/dt = 1 mm y^－1(Schelde沿岸沼泽的平均值，Temmerman et al. 2004);而且
• 对于其他模型变量，使用与Temmerman et al.(2004)相同的输入值。

由于MARSED模型是针对植被沼泽而非非植被泥滩进行校准和验证的(Temmerman et al. 2004)，泥滩的沉积速率基于为项目编制的环境影响评估(EIA)报告的数据。在环评报告中，使用泥沙输运模型估算了沉积速率，没有考虑植被的影响(Soresma/ antea group et al. 2007)。分析了沉降速率大于或小于5 mm y的两种泥滩类型^－1，这是自1930年以来本地观测到的MHWL平均上升速率的外推(Temmerman et al. 2004)。在第一种情况下(10mm y^－1取自不确定范围为+/- 20%的环评报告)，则会达到低沼泽可以自行建立的海拔高度，并从该点开始，将使用MARSED模型来模拟年沉积速率。在后一种情况下，假设4mmy^－1在+/- 20%的不确定范围内，先锋植被的最低海拔将永远不会达到，因此该地区将仍然是泥滩。

该模型的输出为200年的年沉降速率(m y)^－1)，由于压实程度假定为0 mm y，因此取其等于该区域的高程变化(m相对于MHWL)^－1(Temmerman et al. 2004)。由于该模型在空间上不显式，即结果仅针对一个特定位置，因此假设对于每种场景，整个区域都是同质演化的。模拟了两组情景:初始高程差异情景和MHWL增加差异情景。第一组由五个初始高程不同的情景组成，以研究不同的沼泽演替轨迹，以及一个没有沼泽演替的情景(参考情景s1.1)。根据项目区初始高程分布计算加权平均净效益，约为40%泥滩高程，40%低沼泽高程，20%中间沼泽高程。第一组的所有情景都是在MHWL每年恒定增加5毫米的情况下计算的^－1，这是历史上观察到的和预测的MHWL增长。

1. 参考情景s1.1:高沼泽(HM)水平的初始高程(MHWL + 0.18 m)，这是基于MARSED模型的沼泽平衡高程;
2. 情景s1.2:中间沼泽(IM)水位下限的初始标高(MHWL - 0.42 m)，即当前圩区的最高标高;
3. 情景s1.3:低沼泽(LM)水平下限的初始高程(MHWL - 1.02 m)，这是周边沼泽低沼泽发展的最低高程(Wang and Temmerman 2013);
4. 情景s1.4:泥滩(F)层的初始标高(MHWL - 1.32 m)，这是当前圩区的最低标高;MHWL为5 mm y，年沉降速率为>^－1；
5. 场景s1.5:初始标高为泥滩(F”)水平下限(MHWL - 1.32 m)，年沉降速率< MHWL年增幅5 mm y^－1．

第二组由三种MHWL变化速率不同的情景组成，均从低沼泽的初始高程开始(MHWL - 1.02 m，见情景s1.3)。

1. 场景s2.1: MHWL (+ 0 mm y^－1）;
2. 场景s2.2: MHWL平均增加5毫米^－1)，等于场景s1.3;
3. 场景s2.3: MHWL (+ 10mm y^－1)，反映了平均海平面上升的预期加速(例如，IPCC预测全球平均海平面上升速度为每年3至16毫米^－1到2100年;教会2013)。

生态系统服务(ES)影响

根据国际通用生态系统服务分类(CICES;Haines-Young和Potschin 2013年)，并适用于比利时(Turkelboom等人2013年)和河口栖息地(Barbier等人2011年)。采用总经济价值法计算项目的直接效益和间接效益(TEEB 2010)。每种生境类型对生态系统的影响是通过将各自的生境表面乘以每个生态系统的生物物理影响和货币价值来计算的。一般来说，在国际期刊和灰色文献上发表的来自荷兰佛兰德斯和舍尔德河口的本地数据，无论是作为生物物理数据还是货币数据，都被尽可能多地使用。所有ES的经济价值(单位:€ha^－1y^－1)，计算每种生境类型的年净效益。在生物物理和货币数据中使用了较低和较高的估计值，以考虑到自然变化和数据不确定性。货币价值根据比利时消费者价格指数(Statbel 2014)转换为参考年2013年。

对新建和遗留堤坝的潮间带区和草地的年净效益与原有堤坝损失的耕地和草地的年净效益进行了比较。此外，在潮间带地区的利益之外，还增加了每年减少4万欧元的维护费用(表1)。关于潮间带的好处，尽可能多地提供了不同生境类型(泥滩、低/中/高沼泽)的具体数据。有些服务仅限于某些生境类型(例如，仅在高沼泽上放牧牲畜)，而且交付将随着生境类型的变化而变化(例如，泥滩的反硝化程度高于高沼泽)。其他服务则通过合并来自MARSED模型的年沉积速率直接计算，即ES沉积物储量、氮埋藏和碳埋藏。项目的总效益被认为是一个近似值，因为几个不值钱和未知的影响不包括在内(附录2)。

长期的评估

基于潮间带生境类型的演化模型和不同生境类型的年净效益，计算了项目在不同情景下的平均累计净效益。在长期评估中，考虑将沼泽演替的整个演变纳入200年的时间范围。成本和收益以4%的恒定比率折现(Broekx et al. 2011)，以计算2013年参考年的现值。将200年后的总净收益与项目的投资成本(建设成本和征收成本)进行比较，以确定项目在不同情景下是否对社会有益。由于土地、房屋和其他建筑物的征用价值已包含在投资成本中，因此ES粮食作物和房屋和其他建筑物的平台被排除在净收益之外，以避免重复计算相同的成本。这些ES仅在比较生境值时才包括在分析中。

敏感性分析

进行了敏感性分析，以确定对计算的总净效益影响最大的指标。计算该项目的平均累计净效益时，生物物理参数和货币参数分别为分析中所用值的0和80%，以模拟每个参数的缺失或随机小变化的影响。对于对总结果有负面影响的参数(例如，温室气体排放)，0%和80%显然给出了更高的总净效益，因为此时负面影响较小或不存在。然而，这并没有提供这些影响对项目的总净收益有多重要的信息。因此，我们对这些效应进行了相反的分析:200%(双重效应)和120%(小幅增长)。还研究了7%(短期利益强烈偏好)、2%(短期利益偏好略高)、0%(短期或长期利益偏好没有差异)和-2%(长期利益偏好略高，为后代)的贴现率对结果的敏感性，因为对正确贴现率有广泛的讨论(例如，Turner等人，2007年，Gowdy等人，2010年)。本研究的目的不是分析适当的折扣方法，但我们希望展示折扣程序对项目经济效率的潜在影响。

结果

生境变化:沼泽演替

不同场景的模型输出如图2所示。所有情景均发生高程变化，多数情景潮汐淹没平均高度(即沼泽地表高程与MHWL的差值)减小，发生沼泽演变。只有情景s1.1和情景s1.5中，高沼泽(HM)和泥滩(F”)的高程增加速度几乎与MHWL的上升速度平行，这意味着可能不会发生演替。达到平衡阶段(高沼泽)的持续时间因初始海拔而异，最长可达200年(情景s1.4)。MHWL的增加对沼泽演变的速度有明显的影响:当MHWL不增加时(情景s2.1)， 100年内就会达到高沼泽，但当MHWL增加更快时(情景s2.3)， 200年内就不会达到高沼泽平衡阶段(图2)。根据模型的输出，计算了五种生境类型的年沉降速率。低沼泽区(先锋区)沉积速率最高;长3.4厘米到5.3厘米之间^－1)，其次是中等沼泽(长0.8 - 1.1厘米)^－1)，以及高沼泽及泥滩(两者的直径均约为0.5厘米^－1),分别。

生态系统服务(ES)影响

图3A显示了项目前(圩区，包括原堤坝上的农田和草地)和项目后(潮间带区，包括新堤坝上的草地)ES交付的差异。圩田的主要好处是通过作物提供食物。在潮间带地区，我们的分析中发现的主要效益与水质改善有关(由于掩埋而去除磷和氮，以及通过反硝化去除氮)，以及防洪(洪水)和沉积物储存。从我们的分析中可以得出结论，潮间带每公顷的年平均净效益高于圩田(图3B)。然而，数据范围使差异不那么明显。潮间带年净效益随沼泽演替的变化而变化。低沼泽(LM)的年净效益最高(图4)。潮汐沼泽从泥滩(F)发展到高沼泽(HM)，首先会增加生态系统效益(F < LM)，然后减少生态系统效益(LM > IM > HM)。

长期评估:情景分析

这个项目对所有人都有利。X场景，根据平均净收益，需要4到15年才能收回投资成本。这些情景的平均累计净效益在2亿至4亿欧元之间，其中最高的累计净效益来自情景s1.3(低沼泽初始海拔)，其次是泥滩情景、中间沼泽情景和高沼泽参考情景(s1.3 > s1.4 > s1.5 > s1.2 > s1.1;图5)，分别。结果最高的情景(s1.3)的累计净效益是参考情景(s1.1)的两倍，在参考情景中，我们估计将立即建立一个高度平衡的沼泽。基于项目区初始标高分布的加权平均累计净效益接近情景s1.4的结果。三个s2的累计平均净收益之差。0 mm y的X场景^－1(s2.1)， 5毫米y^－1(s2.2)，或10毫米y^－1MHWL (s2.3)分别增加，表明海平面上升的正向影响很小(s2.1与s2.3相差12%;图6)。

敏感性分析

敏感性分析表明，以下参数对总结果的影响最大，当参数为0时影响大于30%，而对负影响的参数影响为200%(详见附录3);从数量级来看:脱氮、反硝化、沉积物储存(包括氮和碳埋藏)、氮埋藏和防洪的货币价值。然而，只有在脱氮的货币价值为零的情况下(因此无法从埋氮和反硝化中获益)，没有任何方案(第1.3条除外)具有经济效益;最低货币价值为6€kg(N)^－1．在不同贴现率的情况下，项目均具有经济效益;只有在7%的高贴现率下，累计净收益才接近投资成本(图7)。

讨论与结论

沼泽演替对生态系统服务(ES)提供和项目长期效益的影响

我们的研究结果使我们可以得出这样的结论:不考虑沼泽演替会导致对项目净效益的低估。无沼泽演替的参考情景 (s1.1)显示了最低的净收益，即在收益最高的场景中只有一半的收益(s1.3)。这一结果意味着，潮汐沼泽恢复对低空圩田最有利(情景s1.3和情景s1.4的结果最高)，但当其他情景就绪时，该项目也具有经济效益，例如当恢复区域没有按照预期发展，仍然是泥滩时(如情景s1.5)。我们的结果与以前对潮汐沼泽恢复项目的经济研究的假设相反;人们认为，对沼泽演演性进行抽象，并假设项目区的沼泽在引入后立即处于平衡状态，会高估沼泽恢复项目的净效益(French 2006, Turner et al. 2007)。然而，重要的是要强调，我们的结果并不意味着在演替的过渡阶段(例如，对于其他生态系统)效益总是更大。

通过使用MARSED模型，我们能够估计地表高程的年度演化，从而估计连续阶段的演化(图2)。这允许分析不同的演替轨迹，这是有帮助的，因为很难预测恢复项目将如何发展(Zedler 2000, Suding et al. 2004, Moreno-Mateos et al. 2012)。在我们的案例中，初始仰角是修复持续时间的驱动因素。这使我们能够确定在每种情况下，根据特定的栖息地类型，什么时候会产生某些好处。使用MARSED模型的另一个优点是可以使用每年变化的沉积速率数据。这三种服务的计算基于年沉积速率(沉积物储量、氮埋藏和碳埋藏;(见附录1)，低沼泽生境的效益最高，而高沼泽和泥滩的效益最低。

使用MARSED模型很重要，因为它使我们能够在恢复项目的经济评估中包括沼泽发展的连续阶段。然而，MARSED模型的一个局限性是没有考虑泥沙输运的复杂空间过程或其他生态过程。例如，我们认为悬浮泥沙的供给只取决于潮间带内的海拔高度，因此取决于潮汐淹没的频率、深度和持续时间，而不是主要河口水道向潮间带运输过程中悬浮泥沙的逐渐沉降。一个结果是，对于每个场景，我们都需要假设整个区域从相同的初始海拔开始，并均匀地演变。通过包括空间方面来改进分析，将需要一个明确的沼泽空间沉积模型。

项目经济效益

我们的研究结果表明，该项目在4至15年后对所有情景都具有经济效益，其差异可以通过项目区域初始海拔的差异来解释。与以往关于潮汐沼泽恢复项目的研究(例如，Andrews et al. 2006, Shepherd et al. 2007)中发现的25至100年的时间相比，所需的时间很短。在我们的分析中加入继承性可以对此作出初步解释。事实上，不同的继承方案对项目达到成本效益所需的时间有影响，但在我们的参考方案中，没有继承方案(第1.1章)仅为15年。另一种解释是项目的总净效益。潮间带面积的平均价值为35000欧元/公顷^－1y^－1，面积在2万至8万欧元/公顷之间^－1y^－1根据演替阶段，根据详细的ES评估发现。与文献中发现的湿地栖息地值和以前潮汐沼泽恢复项目成本效益分析中使用的值相比，这个值非常高:150-770欧元/公顷^－1y^－1(例如，Woodward and Wui 2001, Andrews et al. 2006, Brander et al. 2006)，但远低于潮汐沼泽的最新值:194,000美元/公顷^－1y^－1，或15.6万欧元/公顷^－1y^－1(1 us $ =€0.80554213;Costanza et al. 2014)。最低和最高估价值之间的巨大差异可以由所包括的ES数量和关于某些ES经济价值的新见解来解释。

个别参数的高自然变异性导致总体结果存在较大的不确定范围。例如，对于场景s1.3，累计净收益从60,000欧元到750,000欧元不等。这使得人们很难对该项目的经济效益得出明确的结论。然而，高度的自然变异是依赖于许多其他环境因素的生态系统功能所固有的。敏感性分析中无法识别单个参数，导致总体结果差异较大。然而，有几个参数对总体平均结果有很强的影响(> 30%的变化，见敏感性分析结果和附录3)。然而，只有在脱氮的货币价值为零的情况下，项目的经济效率才处于风险之中。这意味着只有水质调节的经济方面对项目的经济效率起决定性作用，而不是其对生态系统功能的重要性(x吨/公顷)。最低经济价值为6欧元千克(N)^－1被计算为项目在所有情况下经济效率的阈值。这个值是我们分析中使用范围的最低值(5 - 70€(2013)/kg(N);Liekens et al. 2012)，因此很可能会得到满足。

折现是经济学中用来反映商品和服务偏好随时间变化的一种常用程序，但关于正确的折现率存在很多争论(Gowdy et al. 2010)。折现率的类型(例如，正的或负的)在比较产生效益的不同情况时可能会产生影响。正贴现率的使用是最常用的技术，它只代表了当代人的观点，而忽略了后代的偏好(Sumaila 2004)。对于我们的情景，这意味着遥远未来的收益在总结果中被赋予了非常低的权重(平台，图5)。这使得头几年收益较高的情景具有优势(例如，s1.3)。相比之下，在负贴现率下，遥远未来的利益在总结果中被赋予更高的权重，以代表对后代利益的更高偏好(图7)。通过使用正贴现率，项目的累计利益减少，因此可以被认为是保守的。

为了估计潮汐沼泽的效益，采用了一种自下而上的方法，分别估计每种效益(Gosselink et al. 1973, Costanza et al. 1989, Gren et al. 1994)。这样做的主要好处是可以考虑到当地的情况，并且可以尽可能多地使用当地的数据。我们的详细程度的另一个优点是可以区分潮汐沼泽中的不同生境类型。然而，每个ES评估的一个缺点是，分析依赖于(没有)包括的服务(例如，不有价值的或未知的好处)和正在使用的方法。然而，对非价值效应的定性描述和定量估计有助于区分经济结果。无价值利益的一个重要例子是河口自然的创造。这是至关重要的，因为这是补偿项目的主要目标，也是欧洲栖息地指令规定的重要栖息地。这一重要效应加强了我们分析的积极经济结果。附录2中总结了更多该项目的非价值效应的例子。另一个限制是，对于大多数服务，只考虑它们在项目边界内的影响。 For food provisioning from cropland for example, only the lost area is accounted for, but it could be argued that this area should be put somewhere else where it could have other effects. In the project under analysis, the lost cropland is less than 0.1% of the total cropland in Flanders and the Netherlands, and therefore we predict that it will not affect food provisioning on a larger scale.

生态修复的经验教训

这项研究表明，有必要考虑生态演替的概念，以便在恢复项目的经济评估中更好地反映生态系统的复杂和动态现实。事实上，尽管前面讨论了局限性，但详细的ES评估和对项目区利益长期演变的关注为生态恢复提供了一些有用的见解。生态演代发生在任何恢复项目中，尽管不同生态系统之间的持续时间差异很大，从2年到200年甚至更长(Walker等人，2007年，Craft 2012年)，而且演代轨迹难以预测(Zedler 2000年，Suding等人，2004年，Moreno-Mateos等人，2012年)。此外，其他影响可能会影响恢复项目的动态条件，如气候变化和由此导致的海平面上升(Holling 1994, Craft 2012)，或河口水质变化或盐度梯度的变化。beplay竞技这表明对修复项目的静态评估可能会给出错误的估计。因此，建议采用具有可变年收益的动态分析，以便决策者了解不同转型过程情景下项目的经济效率。

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