海洋牧场碳汇资源生态补偿标准

曹港程; 沈金生

doi:10.31497/zrzyxb.20221209

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自然资源学报 ›› 2022, Vol. 37 ›› Issue (12) : 3153-3166. DOI: 10.31497/zrzyxb.20221209

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海洋牧场碳汇资源生态补偿标准

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Ecological compensation standards of carbon sink resources in the marine ranch

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摘要

海洋牧场建设是中国扩增海洋碳汇，实现碳中和战略目标的有效途径。碳汇具有明显的外部性，只有确定合理的补偿标准才能调动海洋牧场建设经营者积极性。以海洋牧场中藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类经济性碳汇资源为研究对象，利用最优化模型核算了碳汇资源生态价值的补偿标准。研究结果表明：藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类的生态补偿标准分别为134.94元/t、820.05元/t、782.39元/t、3764.16元/t，补偿标准存在种类间差异性。研究结果可为优化当前海洋牧场生态补偿政策提供理论参考。

Abstract

The construction of marine ranches is an effective way to increase the ocean carbon sink and achieve the strategic goal of carbon neutrality in China. Carbon sink has obvious externality, only to determine a reasonable compensation standard to mobilize the enthusiasm of marine ranch construction operators. This paper takes economic carbon sink resources such as algae, shellfish, fish, crustacean and other species in the marine ranch as the research object, and accounted for the compensation criteria for the ecological value of carbon sink resources using an optimization model. The results indicated that the ecological compensation standards of algae, shellfish, fish, crustacean and other species were 134.94 yuan/t, 820.05 yuan/t, 782.39 yuan/t, and 3764.16 yuan/t, respectively, and there was inter-species variability in compensation standards. The results can provide a theoretical reference for optimizing the current ecological compensation policy for the marine ranch.

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曹港程, 沈金生. 海洋牧场碳汇资源生态补偿标准[J]. 自然资源学报, 2022, 37(12): 3153-3166 https://doi.org/10.31497/zrzyxb.20221209

CAO Gang-cheng, SHEN Jin-sheng. Ecological compensation standards of carbon sink resources in the marine ranch[J]. JOURNAL OF NATURAL RESOURCES, 2022, 37(12): 3153-3166 https://doi.org/10.31497/zrzyxb.20221209

全球变暖是全人类共同面对的气候挑战^[1]，严重威胁着人类的生存和健康。减缓全球变暖趋势、实现碳中和是世界各国的一致目标。中国政府宣布力争2030年前实现碳达峰、2060年前实现碳中和。实现碳中和主要有减排和增汇两大途径^[2,3]。中国以化石燃料为主的能源结构和清洁能源低回报率的现状，严重制约着减排效力^[4]。相对而言，增汇成本低、潜力大，更符合成本收益原则^[5]，尤其对发展中国家的碳中和目标具有重要意义。海洋是世界上最大的碳库，海洋碳汇兼具生态和经济属性并可以储存上千年之久^[1,6,7]，其中，海洋牧场碳汇最具扩增潜质^[8]。

学界在海洋牧场选址^[9]、人工鱼礁建造投放^[10]、增殖放流效果评估^[11]、政策实施^[12]等海洋牧场领域的研究已取得显著的成果，近年来更加关注海洋牧场生态效益领域，尤其是对海洋牧场碳汇的研究，如碳汇核算^[13]、碳汇定价^[13]、蓝碳交易^[14]等。海洋牧场碳汇是依托于海洋牧场生物所产生的^[8]，碳汇“具象化”为具有吸收固定CO₂功能的藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类碳汇资源。海洋牧场碳汇资源是具有正外部性属性的公共产品，其带来的气候调节、水质净化、物种多样性保护^[15]等生态功能被社会“免费”享用，但未得到应有的报酬。那么海洋牧场碳汇能否真正实现扩增潜质，关键取决于碳汇资源是否得到激励性生态补偿，将生态功能外部性内部化，从而激励经营者积极建设海洋牧场，扩增碳汇。在激励性生态补偿方面，其核心和关键是生态补偿标准的确定^[16]，即“补多少”的问题。目前学界用于确定碳汇生态补偿标准的方法主要有市场评估法、基于成本的方法和生态系统服务价值法。市场评估法是按碳交易市场价格和碳汇量的乘积对碳汇进行补偿^[17]，基于成本的方法是将建设投入成本和碳汇的机会成本之和作为补偿标准^[18]，生态系统服务价值法是以碳汇的生态功能价值量为基础计算补偿标准^[19]。生态系统服务价值法可以包含多种生态功能，弥补了市场评估法仅涉及固碳功能的片面性，也解决了基于成本方法中成本投入与碳汇生态功能产出脱节的问题。因此，本文认为生态系统服务价值法更加适用于碳汇生态补偿标准的确定。

海洋牧场碳汇资源的生态补偿标准实际上是碳汇资源生态功能价值的货币表现，它离不开碳汇资源的生态功能价值核算。然而，目前研究中缺乏对海洋牧场碳汇资源的生态价值核算，无法有效支撑起碳汇资源生态补偿标准的衡量。本文采用生态系统服务价值法，在对海洋牧场碳汇资源生态功能进行价值评估的基础上确立补偿标准。生态补偿的最优状态是：在合理的生态补偿标准下，以最小的生态补偿金额激励海洋牧场经营者实现碳汇资源的生态价值最大化。首先，本文从海洋牧场碳汇资源的生态功能分析出发，以生态价值最大化为目标，建立海洋牧场碳汇资源生态补偿标准的最优化模型。其次，结合海洋牧场食物网结构和林德曼效率，确定海洋牧场碳汇资源量；定量分析海洋牧场碳汇资源的生态功能系数。最后，得出国家级海洋牧场示范区的碳汇资源生态补偿标准。本文创新性地根据固碳机理将碳汇“具象化”为碳汇资源，使得碳汇资源生态补偿标准的度量更为具体化、实体化，为以后差异化补偿政策的实施提供理论依据；以往海洋牧场碳汇的定量化研究没有考虑微生物固碳，本文将微生物固碳纳入海洋牧场碳汇核算中，完善了碳汇核算体系；本文系统核算了碳汇资源生态功能价值，以此为基础得到海洋牧场碳汇资源生态补偿标准，体现了补偿标准是生态服务价值的货币表现，有利于激励海洋牧场经营者扩增碳汇，实现碳汇资源生态价值最大化。

1 海洋牧场碳汇资源生态功能

海洋牧场是指基于生态学原理，利用自然生产力，通过生境修复和增殖放流，在适当海域构建的具有生物资源养护、海洋碳汇扩增功能的生态系统^[20]。中国从2015年开始规划建设国家级海洋牧场示范区，据统计，截至2020年底，国家级海洋牧场示范区共规划建设136个，示范海域覆盖黄渤海、东海和南海。

海洋牧场中的藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类资源具有吸收固定CO₂的生态功能，即固碳功能，同时在固碳功能的基础上发挥着净化水质、生物控制等作用。因此，本文将藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类称为碳汇资源。

海洋牧场碳汇资源的生态补偿意在将碳汇资源生态功能的外部性内部化，补偿标准是生态功能价值的货币表现。因此，本文在此首先从生态系统服务价值角度对海洋牧场碳汇资源的生态功能进行分析。

生态系统服务价值通常包括供给、调节、支持、文化服务价值^[21]。其中，供给服务是指碳汇资源能够提供进入市场进行交易的实物，不存在正外部性；文化服务是指碳汇资源能够给人们带来科学研究、知识探究和文化感知等精神世界的满足，服务的实际提供者是人类自身。由于碳汇资源生态功能侧重于改善海洋牧场生态环境，本文将碳汇资源的生态功能分为调节和支持服务。同时参考Costanza等^[22]对全球生态功能和价值的分析，将碳汇资源的调节服务细分为固碳功能、产氧功能、净化氮磷及重金属功能、干扰调节功能和生物控制功能7小类，支持服务为物种多样性功能，如表1所示。

表1 海洋牧场碳汇资源生态功能

Table 1 Ecological functions of carbon sink resources in the marine ranch

生态系统服务	生态功能	碳汇资源	功能描述
调节服务	X₁固碳功能	藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类	固碳功能如图1所示，浮游植物通过光合作用将溶解在海水中的CO₂转化为有机碳^[23]。有机碳中的5%可在海洋牧场藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类间通过食物网从低营养级向高营养级传递^[24]，即“生物泵（Biological Carbon Pump，BCP）”。“生物泵”有机碳中的25%固定在碳汇资源体内并通过捕捞等活动从海水中转移出来^[25]，称为可移出碳；25%伴随着海洋生物的死亡、排便、蜕皮等活动形成颗粒有机碳（Particulate Organic Carbon，POC），并沉积海底^[26]。有机碳中剩余的95%是释放在水中的溶解有机碳（Dissolved Organic Carbon，DOC）。DOC中至少有95%可被微生物利用，经分解转化为能储存数千年的惰性溶解有机碳（Recalcitrant Dissolved Organic Carbon，RDOC），即“微生物泵（Microbial Carbon Pump, MCP）”^[27]过程
	X₂产氧功能	藻类	藻类通过光合作用释放O₂，供给海洋动物呼吸，并促进大气中CO₂和O₂平衡
	X₃净化氮功能	藻类、贝类、鱼类	藻类、贝类、鱼类吸收有机氮、有机磷，通过反硝化作用，最终以无机形式将氮、磷释放到大气中，降低海水富营养化程度
	X₄净化磷功能	藻类、贝类	藻类、贝类、鱼类吸收有机氮、有机磷，通过反硝化作用，最终以无机形式将氮、磷释放到大气中，降低海水富营养化程度
	X₅净化重金属功能	藻类、贝类、鱼类	藻类、贝类、鱼类利用体内金属疏蛋白解毒机制将吸附的重金属重新以无毒形式释放
	X₆干扰调节功能	贝类	贝类礁体中双壳贝类能够促进生物沉积，降低海水流速，减少水土流失，减轻风暴潮、海浪等对海洋环境的侵蚀，是“活的海岸线”
	X₇生物控制功能	鱼类	增殖放流中的鱼类利用摄食过程恢复和优化海洋生物种群结构。该生态过程既促进生态系统保持营养平衡和良性竞争，又有效控制外来生物和有害生物入侵，减少海洋牧场生物灾害
支持服务	X₈物种多样性功能	藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类	增殖放流、保护野生种群等丰富海洋基因资源；投放人工鱼礁、修复海藻床等构建增殖物种的产卵场、索饵场和洄游通道，提高生物丰度

图1 海洋牧场碳汇资源固碳功能

Fig. 1 Function of carbon sink resources in the marine ranch

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2 研究方法与数据来源

2.1 研究方法

生态补偿是海洋牧场碳汇资源生态功能外部性内部化的重要途径，生态补偿标准是生态功能价值的货币表现。在生态系统服务付费（Payment for Ecosystem Services，PES）理论下，生态补偿可以看成是政府、集体购买碳汇资源生态功能的行为，那么生态补偿标准就是碳汇资源生态功能的影子价格，即每增加一单位碳汇资源投入所带来的边际生态功能效益。

由于海洋牧场碳汇资源量是有限的，生态功能之间存在碳汇资源的争夺性，已经用于生产某种生态功能的碳汇资源，不能用于生产其他生态功能，因此需要将碳汇资源进行合理分配，线性规划可以很好地解决这一问题。

本文在参考牛志伟等^[19]构建的生态系统与生态价值一致性补偿标准模型的基础上，建立最优化模型，利用线性规划核算碳汇资源生态补偿标准。生态补偿的最优状态是：在合理的生态补偿标准下，以最小的生态补偿金额激励海洋牧场经营者实现碳汇资源的生态价值最大化。因此目标函数为碳汇资源“产出”的生态功能价值最大化。海洋牧场碳汇资源是有限的，因此约束条件为用于“生产”所有生态功能的碳汇资源

i

不多于碳汇资源

i

的拥有量。该线性规划对偶问题的解正是碳汇资源生态功能的影子价格，即生态补偿标准。公式如下：

\begin{array}{l} m a x Z = \sum_{j = 1}^{8} X_{j} P_{j} \\ s . t . \sum_{j = 1}^{8} B_{i, j} X_{j} \leq R_{i} \\ X_{j} \geq 0 \end{array}

（1）

式中：

Z

表示碳汇资源“产出”的生态功能价值（元）；

B_{i, j}

表示生产一单位生态功能

X_{j}

所需要的碳汇资源

i

的质量；

P_{j}

表示生态功能

X_{j}

的价格（元）；

R_{i}

表示碳汇资源

i

的拥有量（t）。

对偶得：

\begin{array}{l} m i n W = \sum_{i = 1}^{4} R_{i} Y_{i} \\ s . t . \sum_{i = 1}^{4} B_{i, j} Y_{i} \geq P_{j} \\ Y_{i} \geq 0 \end{array}

（2）

解

Y_{i} = Y_{i}^{*} ， i = 1, 2, 3, 4

，即为所求的碳汇资源

i

的生态补偿标准（元/t）；

W

表示补偿总金额（元）。对偶函数的目标函数为达到生态功能价值最大化的最小补偿金额。约束条件为生态功能

X_{j}

的补偿金额要不小于生态功能

X_{j}

的价格，只有这样生态功能

X_{j}

才能持续产出。

最优化模型显示，要想得到碳汇资源的生态补偿标准，就必须计算海洋牧场碳汇资源量

R_{i}

和生产一单位生态功能

X_{j}

的碳汇资源需求量

B_{i, j}

（生态功能系数）。

2.1.1 海洋牧场碳汇资源量测度

海洋牧场具有生态功能的碳汇资源不仅包括最终捕捞上岸的渔获物，也包括生态系统营养传递过程的中间环节生物（即被下一营养级摄食的生物）。在海洋生物营养传递过程中，各营养级间存在林德曼效率，那么由最高营养级生物量可以反向推算出各营养级被摄食掉的生物量。以往国内主要海域的生态系统结构和功能研究^[11,28,29]中，海洋生态系统平均营养级有四级，考虑到第四营养层级的大型高营养鱼类不属于海洋牧场放养生物范围，本文建立的海洋牧场碳汇资源食物网（图2）为三个营养层级。第一营养层级主要是碎屑和藻类，其中，藻类是整个海洋牧场生态系统的重要能量来源，占该营养级能量的45.5%。第二营养层级为无脊椎动物，包括贝类、甲壳及其他类，两者占比各为50%。第三营养层级主要是底层中小型鱼类，如大黄鱼、鲈鱼等，是海洋牧场碳汇资源最高营养层级。

图2 海洋牧场碳汇资源食物网

Fig. 2 Food web of carbon sink resources in the marine ranch

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人工鱼礁是海洋牧场建设的重要部分，礁体上海洋生物群落丰度高，食物链完整。本文取人工鱼礁区系统总转换效率10.8%^[11]作为海洋牧场碳汇资源营养级间传递效率。

根据营养级间传递效率和海洋牧场渔获物产量，计算已知海洋牧场渔获物产量情况下的中间环节生物量，海洋牧场渔获物产量与中间环节生物量之和为海洋牧场碳汇资源量。

第

i

营养级生物量为：

Q_{i} = \sum_{j = 1}^{n} Q_{i, j}, i \leq j

（3）

式中

： Q_{i, j}

表示第

i

营养级被第

j

营养级生物直接或间接消费的生物量（t）；

n

表示最高营养级。当

i = j

时，

Q_{i, j}

表示第

i

营养级中未被摄食的生物量，即渔获物量（t）。为简便计算，本文中摄食行为只在相邻营养级间进行。

Q_{i, j} = \{\begin{array}{l} \frac{Q_{i + 1, j} \times S_{i}}{T} = \frac{Q_{j, j} \times S_{i} S_{i + 1} \dots S_{j - 1}}{T^{j - i}}, i < j \\ Q_{i, i}, i = j \end{array}

（4）

式中

： S_{i}

表示第

i

营养级中生物的能量占比，

S_{i} = \{\begin{array}{l} 0.455, i = 1 \\ 1, i > 1 \end{array}

；

T

表示营养级间传递效率，

T = 0.108

；

Q_{i, i}

表示第

i

营养级渔获物量（t）。

因此：

Q_{i} = \sum_{j = i}^{n} Q_{i, j} = \sum_{j = i}^{n} \frac{Q_{j, j} \times S_{i} S_{i + 1} \dots S_{j - 1}}{T^{j - i}}, i \leq j

（5）

由此可得碳汇资源量

R_{i} ， i = 1, 2, 3, 4

。

2.1.2 生态功能系数测度

（1）固碳功能

由图1可以看出，海洋牧场碳汇资源的固碳功能最终包括三种形式，即可移出碳、POC和RDOC。目前关于可移出碳汇量的测算是基于碳汇资源质量和固碳系数所得：

M O C = \sum_{i = 1}^{4} R_{i} \times α_{i} \times β_{i} = \sum_{i = 1}^{4} R_{i} \times θ_{i, M O C}

（6）

式中

：

MOC表示所有碳汇资源体内固存的碳汇量，即可移出碳汇量（t）；

R_{i}

表示碳汇资源

i

质量（t）；

α_{i}

表示碳汇资源

i

的干重比例；

β_{i}

表示碳汇资源

i

的含碳系数，即碳汇资源

i

干重的碳含量占比，由化学分析所得；

θ_{i, M O C}

表示碳汇资源

i

的MOC固碳系数，即碳汇资源

i

湿重的碳含量占比。藻类的MOC固碳系数=干重比例×含碳系数，贝类的MOC固碳系数=干重比例×(软组织质量占比×软组织含碳系数+贝壳质量占比×贝壳含碳系数)，鱼类的MOC固碳系数=干重比例×含碳系数，甲壳及其他类的MOC固碳系数=干重比例×含碳系数。

海洋牧场碳汇资源固碳功能关系中，POC与可移出碳相等，RDOC也与可移出碳存在数量关系：

P O C = M O C

（7）

R D O C = \frac{M O C \times 95 % \times 95 %}{25 % \times 5 %} = 72.2 M O C

（8）

本文是对四种碳汇资源进行生态补偿，且固碳功能是有机联系的整体，POC和RDOC的功能实现均离不开四种碳汇资源的生命活动。因此将POC和RDOC转化为碳汇资源量与固碳系数乘积的形式：

P O C = \sum_{i}^{4} R_{i} \times θ_{i, P O C} = M O C = \sum_{i}^{4} R_{i} \times θ_{i, M O C}

（9）

R D O C = \sum_{i}^{4} R_{i} \times θ_{i, R D O C} = 72.2 M O C = \sum_{i}^{4} R_{i} \times 72.2 θ_{i, M O C}

（10）

式中

： θ_{i, P O C}

表示POC固碳系数；

θ_{i, R D O C}

表示RDOC固碳系数。

碳汇资源综合固碳系数

θ_{i}

是MOC、POC和RDOC固碳系数之和，则固碳功能系数为：

B_{i, 1} = \frac{1}{θ_{i} \times μ} = \frac{1}{(θ_{i, M O C} + θ_{i, P O C} + θ_{i, R D O C}) \times μ} = \frac{1}{74.2 θ_{i, M O C} \times μ}, i = 1, 2, 3, 4

（11）

式中

： μ

表示碳和二氧化碳的转换系数。

（2）产氧功能

海洋牧场藻类的产氧功能是随光合作用产生的，产氧功能系数为：

B_{1,2} = \frac{1}{g \times α_{1}}

（12）

式中

： g

表示光合作用中单位质量（干重）藻类的氧气释放量（g/g）；

α_{1}

表示藻类的干重比例。

（3）净化氮、磷、重金属功能

目前主要是通过碳汇资源体内氮（磷）含量的化学分析来衡量碳汇资源净化氮、磷的能力：

B_{i, 3} = \frac{1}{γ_{i} \times α_{i}}, i = 1, 2, 3

（13）

B_{i, 4} = \frac{1}{δ_{i} \times α_{i}}, i = 1, 2

（14）

式中

： γ_{i}

表示碳汇资源

i

干重的氮含量占比；

δ_{i}

表示碳汇资源

i

干重的磷含量占比

； α_{i}

表示碳汇资源

i

的干重比例。

通过计算碳汇资源对重金属沉积物的移除量来衡量碳汇资源净化重金属功能：

B_{i, 5} = \frac{1}{ε_{i} / σ}, i = 1, 2, 3

（15）

式中

： ε_{i}

表示碳汇资源

i

湿重的重金属含量占比；

σ

表示单位沉淀物环境中重金属含量（mg/kg）。

（4）干扰调节功能

贝类礁体主要是指人工牡蛎礁，人工牡蛎礁是由牡蛎等贝类构成。牡蛎礁的干扰调节功能价值通常以面积衡量，因此干扰调节功能系数就是单位面积牡蛎礁的贝类生物量，即：

B_{2,6} = m

（16）

式中

： m

表示单位面积牡蛎礁的贝类生物量（t/hm²）。

（5）生物控制功能

适宜的种群结构能够使生物间的利用效率达到最高。生物控制功能价值常以面积来衡量，因此生物控制功能系数就是适宜种群结构下单位面积海洋牧场的鱼类生物量。

B_{3,7} = u \times φ

（17）

式中

： u

表示海水养殖单位面积产量（t/hm²）；

φ

表示适宜种群结构下鱼类占比。

（6）物种多样性功能

物种多样性功能价值常以面积来衡量，因此物种多样性功能系数就是单位面积海洋牧场的增殖碳汇资源量，即：

B_{i, 8} = c_{i}, i = 1, 2, 3, 4

（18）

式中

： c_{i}

表示单位面积海洋牧场的增殖碳汇资源量（t/hm²），常用碳汇资源的生态容量计算。

2.2 数据来源

关于海洋牧场建设情况的数据来源于《2015—2016年国家级海洋牧场示范区已建名单》和《国家级海洋牧场示范区名单（第三~六批）》，关于海水养殖产量的数据来源于《中国渔业统计年鉴》。中国国家级海洋牧场示范区自2015年开始规划建设，2015年之前海水养殖单产为传统海水养殖单产。关于生态功能系数和生态功能价格的数据来源于已发表的研究成果。国家级海洋牧场示范区的渔获物产量数据暂时缺乏，本文以海洋牧场投礁前后的渔业资源丰度比值1.34^[30]与传统海水养殖单产的乘积作为国家级海洋牧场示范区的单产能力。

3 结果分析

3.1 海洋牧场碳汇资源量

根据《中国渔业统计年鉴》2005—2015年海水养殖数据得出传统海水养殖藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类的单产为4.200 t/hm²、5.964 t/hm²、0.451 t/hm²、0.703 t/hm²，结合海洋牧场投礁前后的渔业资源丰度比值，可得海洋牧场单产能力。根据《2015—2016年国家级海洋牧场示范区已建名单》和《国家级海洋牧场示范区名单（第三~六批）》可知，截至2020年底，国家级海洋牧场示范区涉及海域面积为233618 hm²。结合海洋牧场单产能力、国家级海洋牧场面积、海洋牧场碳汇资源食物网结构和营养级间传递效率，计算得出2020年国家级海洋牧场示范区碳汇资源量为：藻类15620708 t、贝类2521425 t、鱼类141327 t、甲壳及其他类874270 t（表2）。

表2 国家级海洋牧场示范区碳汇资源量

Table 2 The quantity of carbon sink resources in national marine ranch demonstration zone

	藻类	贝类	鱼类	甲壳及其他类
传统海水养殖单产/(t/hm²)	4.200	5.964	0.451	0.703
海洋牧场单产能力/(t/hm²)	5.628	7.992	0.605	0.942
海洋牧场渔获物产量/t	1314774	1867133	141327	219978
海洋牧场碳汇资源量/t	15620708	2521425	141327	874270

3.2 生态功能系数

借鉴以往对于海水养殖产品干重比例和碳含量研究^[31,32]，藻类MOC固碳系数取海带、紫菜、江蓠和裙带菜四种主要藻类的均值5.28%；贝类MOC固碳系数取蛤、扇贝、牡蛎和贻贝四种主要贝类的均值8.63%；鱼类MOC固碳系数取鲷鱼等六种主要鱼类的均值12.42%；甲壳及其他类的固碳机理与贝类软组织相似，含碳系数取四种主要贝类软组织的均值34.54%，干重比例取海洋无脊椎动物干重比例常用值0.20，MOC固碳系数为6.91%。根据碳元素分子量在二氧化碳分子量中的占比可知碳和二氧化碳的转换系数为3.67。

由光合作用反应式可知，1 g藻类资源（干重）能释放1.19 g O₂，藻类干重比例为0.20。

海带、江蓠和石莼是藻类中净化功能较强的品种，本文以这三种藻类净化氮、磷能力的均值代表藻类净化氮、磷的能力，海带、江蓠和石莼干重的氮（磷）含量占比均值为1.63%（0.20%）^[33]、干重比例为0.20；贝类中壳质量占比和干重氮（磷）含量占比为0.92、0.32%（0.04%），组织质量占比和干重氮（磷）含量占比为0.08、0.28%（0.88%）^[34]。鲷鱼等的干重氮含量占比均值为11.70%、干重比例为0.27 ^[32]，鱼类体内磷含量过少，可忽略不计。

Pb、Cu、Zn、Cr是四种主要的重金属种类，藻类、贝类和鱼类体内四种重金属含量分别为9.00 mg/kg、130.21 mg/kg和68.49 mg/kg^[35]，单位沉淀物环境中重金属含量185.70 mg/kg^[36]。

在实验研究中单位面积人工牡蛎礁的贝类生物量为23.130 t/hm²。

《中国渔业统计年鉴》数据显示近三年海水养殖单位面积产量均值为11.395 t/hm²，目前海洋牧场混养功能群的适宜配比为，海藻∶扇贝∶甲壳∶鱼=20∶10∶3∶1。

根据海洋牧场生态模型分析，藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类资源的生态容量为6.703 t/hm²、3.351 t/hm²、0.335 t/hm²、1.005 t/hm²。

结合式（6）~式（18），生态功能系数如表3所示。

表3 海洋牧场碳汇资源生态功能系数

Table 3 Coefficient of ecological functions of carbon sink resources in marine ranch

	藻类	贝类	鱼类	甲壳及其他类
X₁系数	0.070	0.043	0.030	0.053
X₂系数	4.202
X₃系数	306.748	128.601	31.656
X₄系数	2500.000	1243.781
X₅系数	20.833	1.427	2.710
X₆系数		23.130
X₇系数			0.335
X₈系数	6.703	3.351	0.335	1.005

3.3 生态功能价格

海洋牧场碳汇资源各项生态功能的表现形式不同，市场化、可衡量程度不同，本文生态功能价格的确定方法主要有替代成本法、成果参照法。价格均以人民币计量，美元基于2020年汇率（1 USD=6.8974 RMB）进行换算。

固碳功能价格采取替代成本法。海洋牧场碳汇和林业碳汇都属于气候调节类生态资源，两者价值核算方法相似，加之海洋吸收单位CO₂的成本不可知，故本文固碳功能价格参考人工造林吸收单位CO₂所耗费的成本（人工造林成本）。碳汇和碳源是相生相对的两方面，排放单位CO₂的价格与吸收单位CO₂的价格相对应，因此，本文固碳功能价格也参考企业取得单位CO₂排放额权的市场交易价格（碳交易价格）和对排放单位CO₂所征收的税额（碳税）。为精确计算，取人工造林成本250.00元/t、中国2020年碳交易试点均价3.43美元/t，即23.65元/t和2020年碳税率（取碳税体系最成熟的丹麦、芬兰、挪威、瑞典四国均值76.75美元/t，即529.38元/t）三者均值267.68元/t作为固碳功能价格。

产氧功能价格采取替代成本法。林业产氧和海洋植物产氧成本难以统一标准化，因此本文取中国工业产氧成本567.00元/t作为产氧功能价格。

净化氮、磷、重金属功能价格采取替代成本法。生物净化海洋氮、磷、重金属的成本难以核算，本文取人工处理生活污水氮的成本1500.00元/t、人工处理生活污水磷的成本2500.00元/t作为净化氮、磷功能价格，取危险污染物排污收费标准1000.00元/t作为净化重金属功能价格。

干扰调节功能价格采取成果参照法。贝类礁体和珊瑚礁在保护海岸线的方面相似，牡蛎礁被称为温带海洋的“珊瑚礁”。因此本文取Costanza等^[22]提出的单位面积珊瑚礁的干扰调节服务价值2750美元/hm²，即18967.85元/hm²作为干扰调节功能价格。

生物控制功能价格采取成果参照法。海洋牧场主要建设在海岸带区域。因此本文取Costanza等^[22]提出的单位面积海岸带生物防治功能价值38美元/hm²，即262.10元/hm²作为生物控制功能价格。

物种多样性功能价格采取成果参照法。本文取Costanza等^[22]提出的单位面积生态系统基因资源服务价值79美元/hm²，即544.89元/hm²作为物种多样性功能价格。

综上，生态功能价格如表4所示。

表4 海洋牧场碳汇资源生态功能价格

Table 4 Price of ecological functions of carbon sink resources in the marine ranch (元)

	X₁	X₂	X₃	X₄	X₅	X₆	X₇	X₈
生态功能价格	267.68	567.00	1500.00	2500.00	1000.00	18967.85	262.10	544.89

表5 海洋牧场碳汇资源生态功能产出能力

Table 5 Output capacity of ecological functions of carbon sink resources in the marine ranch

	藻类	贝类	鱼类	甲壳及其他类
$\sum_{j = 1}^{5} X_{j}$ /t	227677395	60426366	4767515	16495660
$\frac{\sum_{j = 1}^{5} X_{j}}{R_{i}}$ /t	14.58	23.97	33.73	18.87
$\sum_{j = 6}^{8} X_{j}$ /hm²	2330405	861751	843743	869920
$\frac{\sum_{j = 6}^{8} X_{j}}{R_{i}}$ /(hm²/t)	0.15	0.34	5.97	1.00

注：由于生态功能计量单位不统一，根据计量单位，生态功能X₁~X₅为一组，生态功能X₆~X₈为一组。

3.4 生态补偿标准

结合国家级海洋牧场示范区碳汇资源量、生态功能系数和生态功能价格数据，通过最优化模型，得出国家级海洋牧场示范区碳汇资源生态补偿标准为：藻类134.94元/t、贝类820.05元/t、鱼类782.39元/t、甲壳及其他类3764.16元/t。

3.4.1 碳汇资源生态补偿标准种类间差异

由碳汇资源生态补偿标准可以看出，不同碳汇资源的生态补偿标准存在差异，甲壳及其他类生态补偿标准最高，贝类和鱼类次之，藻类最低。

生态补偿标准上藻类<贝类<甲壳及其他类，同时碳汇资源量上藻类>贝类>甲壳及其他类；贝类、甲壳及其他类的生态补偿标准分别是藻类的6.08倍、27.90倍，藻类碳汇资源量分别是贝类、甲壳及其他类的6.20倍、17.87倍。这说明生态补偿标准与碳汇资源量存在负相关关系，碳汇资源量越高，补偿标准越低。

藻类的生态补偿标准最低，为134.94元/t，同时通过计算碳汇资源生态功能产出能力，如表5，可以看出单位质量藻类的生态功能产出能力为14.58 t（X₁~X₅）、0.15 hm²/t（X₆~X₈），低于贝类、鱼类，甲壳及其他类。这说明生态补偿标准是碳汇资源生态功能产出能力的体现。

3.4.2 碳汇资源的生态功能侧重点差异

不同碳汇资源的生态功能侧重点不同。通过对每种碳汇资源的各个生态功能产出能力占比进行计算（表6）。其中生态功能X₁~X₅产出能力占比是指占X₁~X₅总生态功能产出能力的比例；生态功能X₆~X₈产出能力占比是指占X₆~X₈总生态功能产出能力的比例。由表6可以看出，四种碳汇资源的X₁~X₅生态功能产出能力中，固碳功能产出能力均为最高占比，占比95%以上；X₆~X₈生态功能产出能力中，物种多样性功能产出能力均显著，占比50%及以上。

表6 海洋牧场碳汇资源各生态功能产出能力及其占比

Table 6 Different output capacity of ecological functions of carbon sink resources in the marine ranch and its proportion

	藻类	贝类	鱼类	甲壳及其他类
X₁/t	223152971 （98.01%）	58637791 （97.04%）	4710900 （98.81%）	16495660 （100%）
X₂/t	3717446 （1.63%）
X₃/t	50924 （0.02%）	19607 （0.03%）	4464 （0.09%）
X₄/t	6248 （0.003%）	2027 （0.003%）
X₅/t	749806 （0.33%）	1766941 （2.92%）	52150 （1.09%）
X₆/hm²		109011 （12.65%）
X₇/hm²			421872 （50.00%）
X₈/hm²	2330405 （100.00%）	752440 （87.35%）	421871 （50.00%）	869920 （100.00%）

除固碳功能和物种多样性功能外，不同碳汇资源的生态功能产出能力侧重不同，藻类侧重于产氧功能（1.63%），贝类侧重于净化重金属功能（2.92%）和干扰调节功能（12.65%），鱼类侧重于净化重金属功能（1.09%）和生物控制功能（50%）。

4 结论与建议

本文将海洋牧场碳汇“具象化”为藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类碳汇资源，测算了碳汇资源生态补偿标准，解决了海洋牧场碳汇资源的生态正外部性内部化问题，为后续海洋牧场碳汇生态补偿政策设计提供了理论基础。主要结论如下：

（1）国家级海洋牧场示范区碳汇资源的生态补偿标准为：藻类134.94元/t、贝类820.05元/t、鱼类782.39元/t、甲壳及其他类3764.16元/t。

（2）碳汇资源生态补偿标准存在种类间差异性。生态补偿标准：藻类<鱼类<贝类<甲壳及其他类。藻类的生态补偿标准最低，原因可能是藻类碳汇资源量在国家级海洋牧场示范区内最多，同时其生态功能产出能力较低。甲壳及其他类的生态补偿标准最高，原因可能是相较于藻类和贝类，其较为稀缺，相较于鱼类，其生态功能种类较少，可以得到更为合理的分配，产出更多的生态功能价值。

（3）藻类、贝类、鱼类、甲壳及其他类都具有显著的固碳功能和物种多样性功能，且生态功能侧重点不同。固碳功能显著说明海洋牧场碳汇在实现“碳中和”目标中发挥着重要作用。物种多样性功能显著充分体现了海洋牧场资源养护的建设目标。碳汇资源自身生理结构和生活习性的不同决定了它们不同的生态功能侧重。

基于以上结论，结合中国海洋牧场建设现状和生态修复要求，以及海洋牧场碳汇资源生态补偿政策的设计，提出以下建议：

第一，实施差异化生态补偿政策。目前政府对海洋牧场的建设补助完全是按照人工鱼礁面积“一刀切”式投放经费，没有考虑碳汇资源的生态功能。因此，结合《“十四五”全国农业绿色发展规划》中健全海洋牧场生态保护补偿机制的政策要求，政府在制定海洋牧场生态补偿方案，进行生态补偿试点时，要针对不同物种采取不同的补偿标准，精细化补偿，避免“一刀切”的补偿政策和财政资金的浪费。

第二，可以根据海域生态环境修复重点的不同，选择特定碳汇资源进行增殖和补偿。如注重水质改善效益提高的海域，应适当增加贝类礁体建设，增殖牡蛎、扇贝等贝类生物和经济鱼类，提高其在海洋牧场中的占比。

此外，我国应加强海洋牧场碳汇资源的动态监测，根据碳汇资源变化实时调整生态补偿标准。海洋牧场碳汇资源生态补偿标准具有时间动态性。结合《数字农业农村发展规划（2019—2025年）》中推进海洋牧场智能化系统建设的政策要求，海洋科研人员应借助卫星遥感等技术，实时动态监测海洋牧场碳汇资源变化，为碳汇资源生态补偿标准的动态化调整提供数据参考。

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摘要

2020年,中国将建成一批国家级海洋牧场示范区。本文重点选择海洋牧场蓝色碳汇功能,阐述了蓝色碳汇定价的理论和现实依据。在分析了影响蓝色碳汇成本收益的各个因素的基础上,提出蓝色碳汇价格的测算思路,构建蓝色碳汇成本收益定价模型。以桑沟湾特定面积海域的栉孔扇贝养殖为例,分别对用于海洋牧场生产方式得到的蓝色碳汇总净收益现值和用于其他渔业生产方式得到的总净收益现值进行计算,得出海洋牧场蓝色碳汇交易价格为253元/t。研究表明,海洋牧场蓝色碳汇有巨大的经济、生态价值,中国须构建完善的海洋牧场蓝色碳汇交易市场,以期最大限度实现海洋碳汇功能,修复水域生态环境,筑牢海洋生态安全屏障。

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本文引用 [2] 摘要

The 21st century is the century of the sea. According to the notice of the Ministry of Agriculture, China will build a number of state-level marine ranch demonstration areas in 2020. Focused on the blue carbon sink function of marine pasture, this paper elaborates the theoretical and realistic basis for the pricing of blue carbon sinks. The factors affecting the cost and benefit of blue carbon sink are identified as seafood categories, cultivation periods, and so on. This paper put forward the calculation idea of the blue carbon sink exchange price and constructs the cost and benefit pricing model of the blue carbon sink in marine ranching. Taking the aquaculture of Chlamys Farreri in the specific area of Sanggou Bay as an example, the present value of the total net income of the blue carbon sequestration obtained from marine ranch production and the present value of the total net income from other forms of fishery production were further calculated respectively. The trading price of the marine ranches’ blue carbon sinks is 253 yuan per ton. Marine ranches can not only realize the economic development of ocean, but also improve the water environment. The blue carbon sink of marine ranch is becoming more and more important. Our results show that the blue carbon sinks of marine pastures have a huge economic and ecological value. In order to maximize the function of marine carbon sinks, repair the ecological environment of the water sea, establish a marine ecological security barrier, and build a marine ecological civilization, it is necessary for China to construct a perfect blue carbon sink exchange trading market for marine pastures.

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摘要

中国是浅海贝藻养殖的第一大国，年产量超过1 000万t。根据贝藻养殖产量、贝藻体内碳元素的含量及其贝类能量收支，推算出2002年中国海水养殖的贝类和藻类使浅海生态系统的碳可达300多万t，并通过收获从海中移出至少120万t的碳。该结果不仅为探讨全球“遗漏的碳汇”问题提供了一个新的线索，同时也证明了浅海的贝类和藻类养殖活动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。另外,贝藻的养殖活动与浅海生态系统的碳循环之间关系复杂，相互作用明显，因此，它的生物地球化学过程是一个值得深入研究的科学问题。

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本文引用 [1] 摘要

Based on biological resources data published and relevant data from the International Center for Living Aquatic Resources Management (ICLARM, currently it is the WorldFish Center) in the East China Sea, in the present study, the authors investigated biological resources energy flows in the East China Sea (ECS) by virtue of the Ecopath model. Thousands of plants and animals have been reported in the East China Sea, including plankton, invertebrates, fish, marine mammals and seabirds. Nutrient salt, primary productive forces and fish food biology levels over the ECS area jointly favor an excellent perched for marine lives, leading living resources in the ECS to be relatively rich. In general, the ecosystem in the ECS shows four nutrition levels. Detritus and phytoplankton are at the first nutrition level. The second nutrition level includes some phytophagy animals. The third one is the first level of carnivorous animals while the fourth nutrition level is the second level of carnivorous animals and primarily the omnivorous habit fish. To circumvent describing all species in the ECS, in the study most of species were reasonably grouped in terms of size, habitat, feeding preferences, and/or taxonomic similarities. Well-studied commercial species were generally represented in a single species category. Consequently, the Ecopath model was composed of 32 functional groups. The Ecopath model for the ECS basically constitutes four key variables: biomass (B), the ratio of production to biomass (P/B), the ratio of consumption to biomass (Q/B) and ecotrophic efficiency (EE). The Ecopath model requires a range of data sources as inputs from each functional group, in which production is equal to the prey and natural death as well as reproduction, to assess inflows and outflows of biological resource energy in an ecosystem. Results from the Ecopath model built for the ECS indicated a total catch of 5.761 t/（km2·a）, a total consumption of 2621.630 t/km2/a, a total output of 106.339 t/（km2·a）, a total detritus import of 1303.487 t/（km2·a）, a total biomass (no detritus) of 73.478 t/（km2·a）, and a total system throughput of 5393 t/（km2·a）, respectively. These results indicated that the nutrition, productivity and prey biology in the East China Sea are in a good condition. The ratio of primary productive forces to the respiratory was found to be 0.825, showing a good habitat for biological resources in the ECS. The ecosystem connection index and complexity of 0.172 and 0.199, respectively, indicated a low prey action complexity of different nutrition levels in the ECS. The mean trophic level of the catch was estimated to be 3.1, lower than previous years, indicating the ecosystem in the ECS is at a degrading stage.

[30]	李纯厚, 贾晓平, 齐占会, 等. 大亚湾海洋牧场低碳渔业生产效果评价. 农业环境科学学报, 2011, 30(11): 2346-2352. [ LI C H, JIA X P, QI Z H, et al. Effect evaluation of a low-carbon fisheries production by marine ranching in Daya Bay. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(11): 2346-2352.] 本文引用 [1]

[31]

孙康, 崔茜茜, 苏子晓, 等. 中国海水养殖碳汇经济价值时空演化及影响因素分析. 地理研究, 2020, 39(11): 2508-2520.

https://doi.org/10.11821/dlyj020190731

摘要

中国是全球海水养殖第一强国,养殖产量占世界总产量的70%以上。根据碳税法和人工造林法测算海水养殖碳汇经济价值,并探讨时空分异特征;采用LMDI指数分解法,分析海水养殖业碳汇能力影响因素。研究结果表明：① 2008—2017年碳汇量和经济价值均呈上升趋势,2017年经济价值达到91.8亿元;各省碳汇效率排名波动较大,效率和经济价值相对差异和绝对差异逐渐缩小,经济价值处于持续增长趋势。② 时空演化上,经济价值呈现出泛环渤海、泛长三角、泛珠三角三足鼎立分布态势,时空演化揭示了中国碳汇渔业在科学引导,合理布局,陆海统筹,试点先行,全国推广的演化机理,表明中国碳汇渔业发展态势趋好。③ 碳汇能力影响因素中,价值效应大于规模效应和结构效应,渔业相关的法律、法规对规模效应和结构效应的影响显著。研究海水养殖碳汇有利于促进海洋渔业高质量发展,以期为开发利用海洋渔业碳汇提供理论依据。

[ SUN

, CUI

Q Q

, SU

Z X

, et al. Spatio-temporal evolution and influencing factors of the economic value for mariculture carbon sinks in China. Geographical Research, 2020, 39(11): 2508-2520.]

https://doi.org/10.11821/dlyj020190731

本文引用 [1] 摘要

China is the world's largest mariculture country, and its mariculture output accounts for more than 70% of the world's total. First, according to the data from China Fishery Statistical Yearbook, the carbon sinks of mariculture in each province from 2008 to 2017 are estimated. It is found that the carbon sinks of mariculture in China were on the rise, and the average carbon sink efficiency was stable at about 8.4%. After 2011, the value reached more than 1 million tons. Second, we adopted the carbon tax law and artificial afforestation method to calculate the economic value of mariculture carbon sink, and then examined the time-space differentiation characteristics. Besides, we used LMDI index decomposition method to analyze the factors influencing the carbon sink capacity of mariculture. The results show that: (1) Both carbon sink and economic value showed an upward trend from 2008 to 2017, and the economic value reached 9.18 billion yuan in 2017; the ranking of carbon sink efficiency of various provinces fluctuated greatly, and the relative and absolute differences in efficiency and economic value were gradually shrinking. The economic value keeps a continuous growth trend. (2) In terms of spatio-temporal evolution, economic value presents a three-legged distribution situation in the Pan-Bohai Rim, Pan-Yangtze River Delta, and Pan-Pearl River Delta. The spatio-temporal evolution reveals that carbon sink fishery is scientifically guided, rationally distributed, land-sea coordination, and pilot projects first in China, the evolutionary mechanism of national promotion indicates that the development trend of carbon sink fishery is getting better. (3) Among the influencing factors of carbon sink capacity, value effect is greater than scale effect and structure effect, and fishery-related laws and regulations have significant influence on scale effect and structure effect. Research on mariculture carbon sinks is conducive to promoting the high-quality development of marine fisheries, in order to provide a theoretical basis for the development and utilization of marine fishery carbon sinks.

[32]	李忠义, 林群, 戴芳群, 等. 主成分分析对黄海6种主要饵料鱼类的质量分析评价. 渔业科学进展, 2009, 30(5): 64-68. [ LI Z Y, LIN Q, DAI F Q, et al. Food quality analysis of some forge fish in Yellow Sea with principal component method. Progress in Fishery Sciences, 2009, 30(5): 64-68.] 本文引用 [2]

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[36]

高文华, 杜永芬, 王丹丹, 等. 福建罗源湾潮间带沉积物重金属含量空间分布及其环境质量影响. 环境科学, 2012, 33(9): 3097-3103.

[ GAO

W H

, DU

Y F

, WANG

D D

, et al. Distribution patterns of heavy metals in surficial sediment and their influence on the environment quality of the intertidal flat of Luoyuan Bay, Fujian Coast. Environmental Science, 2012, 33(9): 3097-3103.]

本文引用 [1]

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国家社会科学基金项目(17BJL045)

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Abstract
关键词
Key words
引用本文
1 海洋牧场碳汇资源生态功能
表1 海洋牧场碳汇资源生态功能
图1 海洋牧场碳汇资源固碳功能
2 研究方法与数据来源
2.1 研究方法
2.1.1 海洋牧场碳汇资源量测度
图2 海洋牧场碳汇资源食物网
2.1.2 生态功能系数测度
2.2 数据来源
3 结果分析
3.1 海洋牧场碳汇资源量
表2 国家级海洋牧场示范区碳汇资源量
3.2 生态功能系数
表3 海洋牧场碳汇资源生态功能系数
3.3 生态功能价格
表4 海洋牧场碳汇资源生态功能价格
表5 海洋牧场碳汇资源生态功能产出能力
3.4 生态补偿标准
3.4.1 碳汇资源生态补偿标准种类间差异
3.4.2 碳汇资源的生态功能侧重点差异
表6 海洋牧场碳汇资源各生态功能产出能力及其占比
4 结论与建议
参考文献
基金

收稿日期	修回日期	出版日期
2022-01-04	2022-02-23	2022-12-28
发布日期
2022-12-28

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1 海洋牧场碳汇资源生态功能

表1 海洋牧场碳汇资源生态功能

图1 海洋牧场碳汇资源固碳功能

2 研究方法与数据来源

2.1 研究方法

2.1.1 海洋牧场碳汇资源量测度

图2 海洋牧场碳汇资源食物网

2.1.2 生态功能系数测度

2.2 数据来源

3 结果分析

3.1 海洋牧场碳汇资源量

表2 国家级海洋牧场示范区碳汇资源量

3.2 生态功能系数

表3 海洋牧场碳汇资源生态功能系数

3.3 生态功能价格

表4 海洋牧场碳汇资源生态功能价格

表5 海洋牧场碳汇资源生态功能产出能力

3.4 生态补偿标准

3.4.1 碳汇资源生态补偿标准种类间差异

3.4.2 碳汇资源的生态功能侧重点差异

表6 海洋牧场碳汇资源各生态功能产出能力及其占比

4 结论与建议

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1 海洋牧场碳汇资源生态功能

表1 海洋牧场碳汇资源生态功能

图1 海洋牧场碳汇资源固碳功能

2 研究方法与数据来源

2.1 研究方法

2.1.1 海洋牧场碳汇资源量测度

图2 海洋牧场碳汇资源食物网

2.1.2 生态功能系数测度

2.2 数据来源

3 结果分析

3.1 海洋牧场碳汇资源量

表2 国家级海洋牧场示范区碳汇资源量

3.2 生态功能系数

表3 海洋牧场碳汇资源生态功能系数

3.3 生态功能价格

表4 海洋牧场碳汇资源生态功能价格

表5 海洋牧场碳汇资源生态功能产出能力

3.4 生态补偿标准

3.4.1 碳汇资源生态补偿标准种类间差异

3.4.2 碳汇资源的生态功能侧重点差异

表6 海洋牧场碳汇资源各生态功能产出能力及其占比

4 结论与建议

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参考文献

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脚注

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