随着我国沿海地区经济的快速发展，滨海湿地的开发利用还在不断升温，突显我国滨海地区的社会经济发展与生态环境之间的矛盾与冲突。党的十八大提出生态文明的重要目标，在实践中发展出许多创新做法，生态修复补偿机制就是其中之一。滨海盐沼湿地修复补偿是当前国际研究的热点问题之一，是通过修复退化区或重建补偿区来弥补人类活动造成的生态过程和功能损失，以保证在滨海湿地受损区域，补偿后相对于受损前资源或生态系统服务的等价，保障前后的无净损失；是对破坏生态资源环境的行为，以生态修复的方式作为补偿，如异地补植，增殖放流等，并频繁出现在各种法律条文中。滨海湿地修复补偿是调节经济发展对自然生境不利影响的重要手段，是我国的重大需求。

目前，滨海湿地修复补偿对象主要集中在对生态功能的补偿研究，包括生物多样性补偿和碳储功能补偿等，即通过历史数据或与对照区域的对比，评估生态功能的损失程度，再根据修复退化区或重建补偿区能够获得的生态功能补偿增量，计算所需的生境修复补偿率，对损失的生态功能寻求等价生境的替代。现有研究主要以生物多样性补偿研究居多，因为生物多样性是健康生态系统的基本特征，提供众多的生态系统服务，而生境干扰、破碎化和丧失是对生物多样性维持的最大威胁。尽管要获得受损生态系统在结构、功能和过程的完全补偿是很困难的，但国际上近几年已经出台不少的补偿自然生境损失的政策，例如美国的湿地补偿银行，加拿大的生境补偿，澳大利亚的绿色补偿、生物银行系统，欧洲的鸟类与生境指示，南非的生物多样性补偿等，都是利用湿地修复或重建作为一种补偿机制来确保生物多样性的无净损失。

在过去的研究中，我国已经对受损滨海湿地修复补偿开展了研究，但尚处于起步阶段，修复退化生境也通常不以湿地无净损失为原则，采取湿地修复或重建对人类活动导致的滨海湿地功能损失进行补偿的方法还没有得到很好的采用，关于如何实现受损滨海湿地修复补偿还存在着明显的认识不足。对此，国外给出一些可供借鉴的经验，如美国主要采取湿地补偿银行机制对填埋的滩涂湿地进行补偿，即湿地占用者通过申请，由补偿机构负责重建并长期保护湿地；加拿大主要以渔业生产能力的无净损失为目标，避免或减轻开发项目对渔业生境生产能力的不利影响，重建生境或提高渔业生境的生产能力对不可避免损失的补偿。但目前国际上出现较多补偿失败的案例，以及与期望的补偿效果不符等现象，其原因主要是受损滨海湿地修复补偿的方法学还不够完善，尤其是对衡量补偿多少的补偿率计算方法，以及评估补偿可行性的异位补偿适宜性方法，存在一定的主观性和局限性。

滨海湿地补偿率被定义为修复或重建的滨海湿地面积与占用滨海湿地面积的比值，滨海湿地补偿率可以用来量化、监督和考核滨海湿地修复和保护的效果，是贯彻滨海湿地“无净损失”重要原则的补偿标准，其大小取决于补偿的生境质量或生物多样性价值相对于损失的生境质量或生物多样性价值的大小。但目前出现较多实际补偿率与所需补偿率不符，达不到期望的补偿效果的现象；相关研究表明，世界范围仅三分之一的无净损失政策及生物多样性补偿项目获得了成功，其主要原因是对人类活动造成的损失和对修复补偿增量的评估，通常采用主观给定任意分数的方法，并且忽略了补偿基线具有一定的不确定性，以及修复补偿存在的时间滞后性等问题。对人类活动造成的生物多样性损失量化后，修复补偿的下一步就是确定可能适宜的修复补偿区域（图1），并对其进行修复以补偿损失量，但目前的异位补偿适宜性方法通常采用空间保护规划方法，并没有明确地考虑修复补偿的一些关键原则，例如额外性和等价性原则。

图1 生物多样性修复补偿设计流程及潜在补偿适宜性区域判识流程图

为了更好地指导未来的研究和实践，北京师范大学环境学院崔保山团队于淑玲等学者，以围填海对黄河三角洲典型指示物种大型底栖动物物种多样性为研究对象，对滨海湿地修复补偿率和异位补偿适宜性方法进行了创新性研究，解决不同损失类型补偿多少和如何补偿的问题。他们将其最新研究成果“Towards a biodiversity offsetting approach for coastal land reclamation: coastal management implications”和“A method for identifying suitable biodiversity offset sites and its application to reclamation of coastal wetlands in China”，分别于2017年7月和2018年9月发表在Biological Conservation期刊上。

文章通过构建模型以量化围填海活动造成的大型底栖动物物种多样性损失以及补偿能够获得的物种多样性增量。并将大型底栖动物物种多样性损失与围填海之间的相关性，以及修复失败风险考虑进来，通过计算受损和补偿生境之间的生物多样性比率来确定最优补偿量（图2）。并使用模糊集或离散的参考区间作为基线，计算了不同基线及反事实情景下在不同时间滞后时不同围填海类型的最小补偿率，当生物多样性可以在滞后时间内得到补偿时即获得无净损失。其研究方法基于生物多样性的变化，并以生态学理论为基础，且以实测数据为支撑，更具有科学性。文章研究结果将有助于根据围填海对生物多样性的不同影响，构建受损滨海湿地修复补偿机制，将为决策者提供关于考虑补偿滞后时间，潜在补偿区初始值，生物多样性损失与围填海之间的相关性，修复失败的风险以及修复的总量的最小补偿率或补偿面积需求，其研究结果对受损滨海湿地修复补偿机制构建具有重要意义。

图2 补偿率模型构建

文章针对黄河三角洲1980-2015年围填海对滨海湿地的占用情况，构建潜在补偿区域适宜性分析模型，并考虑了补偿区域与受损原有生境的相似性、生物连通性、潜在补偿区域与受损区之间的距离、补偿区域的可利用性和经济成本等（图3），为受损滨海湿地修复补偿潜在适宜性区域的选取提供更科学的方法，解决在哪补的问题，并对不同适宜性斑块对不同围填海类型组合的补偿百分比进行分析。

图3 异位补偿适宜性模型构建

文章采用香农维纳指数的指数和相似性指数对不同类型围填海造成大型底栖动物物种多样性的损失进行分析，以黄河三角洲裸地为修复补偿区，对不同围填海类型不同时间滞后下的补偿率进行模拟，基于不同指数，补偿率也不同，最后合并得到补偿率区间。文章对0-100年补偿滞后时间下的最小补偿率进行了计算与模拟（图4），为了有效获得大型底栖动物物种多样性的无净损失，在相应的滞后时间内需修复相应比率的生境面积，可为规划中的围填海提供补偿决策建议。

图4考虑香农维纳指数的指数与相似性指数的不同围填海类型的补偿率变化区间，其中，滞后时间取0-100年，贴现率为3%，额外性为100%。（TM为滩涂湿地；SM为盐沼湿地；FM为淡水湿地；Ma为养殖池；OF为油田；SP为盐田；IC为建筑及工业用地）

在退化区修复实际过程中，大型底栖动物物种多样性指数未必能达到基线上界，因大型底栖动物的生存还要受到生境因子的影响，以及种类-面积关系的制约，对此，我们对裸地的大型底栖动物物种多样性修复指数在基线区间时，不同类型围填海的补偿率进行模拟，结果表明修复目标越大所需补偿率越小（以滩涂转化为养殖池为例，图5）。因此，在实际修复实践中，应根据生境状况权衡资金投入与生态收益，进而设定修复目标。当潜在补偿区为退化的滨海湿地，生境尚适合某些大型底栖动物的生存，则潜在补偿区域的大型底栖动物物种多样性指数不为0，根据对黄河三角洲退化区的调查，退化湿地大型底栖动物物种多样性初始值从0到2.59变化，因此，我们需对不同初始值下，不同类型围填海的补偿率进行模拟，以达到对管理者提供全面的参考策略，模拟结果表明，补偿率随退化湿地大型底栖动物物种多样性初始值的增大而增大（以滩涂转化为养殖池为例，图6）。

图5为实现大型底栖动物物种多样性的无净损失，滩涂转化为养殖池的补偿率

其中，曲面表示补偿率在大型底栖动物物种多样性修复指数的不同修复目标时的变化，时间滞后为0-100年，左图为滩涂转化为养殖池相对于低参考基线物种多样性损失情况（PIi）的补偿率，右图为相对于高参考基线物种多样性损失情况（PIi）的补偿率。

图6补偿区域不同初始值下为实现大型底栖动物物种多样性的无净损失，滩涂转化为养殖池的补偿率

其中，曲面表示补偿率随补偿区域初始值（）的变化情况，时间滞后为0-100年，贴现率为3%，左图为修复目标为基线上界的补偿率变化情况，右图为修复目标为基线下界的补偿率变化情况.

异位补偿适宜性结果表明，潜在补偿区域与围填海原有生境之间的相似性为0.36~0.57之间，其中，绝大多数斑块的生境相似性值为0.40~0.45（图7a）；自然生境斑块与潜在补偿斑块之间成功迁移/扩散的概率为0.15~1.00，其中，超过一半的潜在补偿斑块成功迁移/扩散的概率为1.00（图7b）；潜在补偿斑块的斑块可利用性为0.70~1.00，其中，超过三分之一的潜在斑块可利用性为1.00（图7c）。潜在补偿斑块的补偿适宜性为0.01~0.40，根据Jenks Natural Breaks分类方法将补偿适宜性分为三个等级：低适宜性（0到＜0.12），中适宜性（0.12到＜0.20）和高适宜性（0.20到＜0.40）（图7d和e）。

图7 基于大型底栖动物物种多样性的不同围填海类型的异位补偿适宜性图

其中，（a）为潜在补偿区域与围填海原有生境之间的相似性频率直方图（Sk），（b）为自然生境斑块与潜在补偿斑块之间成功迁移/扩散的概率频率直方图（Ik），（c）为潜在斑块可利用性频率直方图（Ek），（d）为潜在补偿斑块的补偿适宜性（Pk），（e）为黄河三角洲不同补偿适宜性潜在补偿斑块的区位图。在（d）图中的红色垂线为将结果分成三个等级。

利用不同补偿适宜性斑块在不同修复滞后时间下，对12种围填海类型的不同组合的补偿百分比进行计算，结果表明：当利用最适宜的区域补偿时，对所有围填海的补偿百分比随着滞后时间的增加而下降；如果不限制补偿区域的适宜性，则所有补偿斑块在修复滞后时间为2~20年时，对所有围填海类型的补偿百分比为60%~100%（图8）；当限定利用中~高适宜性（0.12~0.40）的补偿斑块补偿时，随着滞后时间的不同，所有围填海类型的补偿百分比为24%~44%（图8）；当限定利用高适宜性（0.20~0.40）的补偿斑块补偿时，随着滞后时间的不同，所有围填海类型的补偿百分比仅为8%~15%。

图8 不同补偿适宜性斑块在不同滞后时间对12种围填海类型不同组合的补偿百分比

其中，所有潜在补偿斑块的适宜性值为0–0.40（用橙色表示），中到高适宜性值为0.12–0.40（用绿色表示），高适宜性值为0.20–0.40（用灰色表示）；大型底栖动物修复所导致的滞后时间分别为2年，5年和20年。

文章针对受损滨海湿地修复补偿构建了补偿率计算模型，将修复补偿通常会考虑的因子，如补偿时间滞后、反事实情景值和修复目标考虑其中的同时，加入了生物多样性变化与围填海的相关性和退化生境修复失败风险等因素。此外，文章还利用参照区域的模糊集/离散区间解决基线的不确定性问题，具有明显的创新性。并且文章还利用构建的模型对不同围填海类型不同基线水平和不同反事实情景下不同时间滞后的最小补偿率进行计算，以获得相应时间滞后下修复补偿的无净损失。研究结果将有助于受损滨海湿地修复补偿的研究，决策者可根据其研究，制定不同围填海类型的补偿率或补偿面积，为受损滨海湿地修复补偿机制提供了新思路和新方法。同时，文章的研究方法也可用来识别人类活动造成的不可接受损害（如无法补偿的损失），需要避免开发的区域，以及需要减少损失量，对于滨海湿地的保护规划具有重要意义。

文章构建的异位补偿适宜性模型，为异位补偿规划提供方法工具，并将其应用于黄河三角洲围填海影响下受损滨海湿地修复补偿的研究中。研究结果表明，完全补偿1980年-2015年黄河三角洲围填海对滨海湿地造成的损失较为困难，在特定区域存在最大开发阈值，超过该阈值，修复补偿将无法获得区域生物多样性的无净损失，需辅以在其他区域修复或重建滨海湿地的异类补偿机制，在围填海规划中应避免对滨海湿地的过度开发，采用缓解层级减弱围填海的影响。文章的研究结果还表明在高强度开发的区域。修复补偿存在极大挑战，因为空间上缺少补偿区域的选择性，大部分潜在补偿区域与围填海原有生境相似性较低，因此，在时间和空间上强调补偿弹性以适应经济发展的补偿政策，有可能导致无法实现无净损失。