生态调度问题及其解决策略初探，本文主要内容关键词为：生态论文,策略论文，此文献不代表本站观点，内容供学术参考，文章仅供参考阅读下载。
1 生态调度的提出及实践现状
河流生态系统是最富活力的生态系统，以不足1％的地表面积支撑着全球9.5％的物种数量[1]。1950年以来，随着全球性的大规模水资源开发活动的开展，已成为人类高度调控下的生态系统[2]。全球一半以上的大型河流已被大坝控制，已建成的4.5万座大坝可拦蓄超过6.5万亿立方米的水量，占全球年径流量的15％[3]。在多重胁迫作用下，河流生态系统已沦为地球最濒危的生态系统[1]。维持地球系统稳定的九大“行星边界”中已有3项被突破，即生物多样性损失、氮循环、全球变化[4]，均与河流生态系统密切相关。抢救性的河流生态保护及修复行动势在必行。
在众多的河流生态修复措施中，生态调度是一项关键的非工程措施，是在承认历史形成的人类社会经济用水及水利工程调控总体格局难以短期内根本改变的前提下，为促进河流生态系统自我修复而实施的各项河流和水工程调度措施的统称，旨在为下游河流生态系统营造适宜的生态流量过程，实现与用水有关的社会、经济及生态效益的协调[5]。需要指出，该概念是由我国学者提出[6]，国外与之相近的概念为“dam re－operation”，而欲营造的生态流量过程，则受澳大利亚学者及世界自然保护组织等推广的影响，已统一为“环境流量”(Environmental flow)[7～9]。
生态调度思想实际上是伴随着大坝建设而产生，最早可追溯至20世纪40年代末美国西部大坝建设中的河道内流量评价，旨在向如鲑鱼类的单一物种提供最小生态流量[10]。20世纪70年代，美国环境保护法等法规的颁布促进了河道内流量评价的大发展，期间提出了大量的生态流量确定方法[7,10]。随着河流生态学的发展，至20世纪90年代，已认识到高度动态变化的水文地貌过程是保持河流生态系统结构功能完整的关键驱动力，而以单一物种为对象的最小生态流量确定方法无法保证河流生态系统的整体健康[11]。20世纪末，Poff等提出了“自然水流情势”范式[12]，迅速成为河流生态学及流域综合管理的新范式。世界自然保护组织及世界银行等国际组织的推荐[8～9]，以及2007年布里斯班环境流量宣言的签署[13]，使得通过调整水工程的调度方式为下游提供“环境流量”进行河流生态修复的思想广为接受。
目前，在美国和澳大利亚为代表的西方发达国家，生态调度已成为一项关键的河流生态修复措施和流域综合管理手段。其中，美国开展的生态调度试验研究在数量、类型、规模及生态保护目标的多样性方面远超其他国家[14]，如美国的田纳西流域水库群生态调度[15]、科罗拉多河格伦峡大坝调度的适应性管理[16]、美国陆军工程师团与美国自然保护协会进行的“可持续性河流计划”[17]和澳大利亚墨累河的生命行动[18]。环境流量的设置方法则包括了水文学法、水力学法、生境模拟法以及整体法4类200多种[7]，其中的整体法体现了对河流生态系统进行整体恢复保护的目的，典型的方法有DRIFT[19]、BBM[20]、ELOHA[21]等。我国从2000年开始，以塔里木河、黑河应急生态调水、黄河调水调沙试验为开端，陆续进行了扎龙湿地、南四湖、引岳济淀应急生态补水、引江济太、珠江压咸补淡应急补水等生态调度实践尝试，其中黄河调水调沙自2002年开始连续进行了10年13次调度。经对比分析，我国的生态调度实践多属应对自然灾害或生态灾难的应急性的调度，仍以水质和河道结构改善为主要目标，调度过程中主要关注水量而很少顾及水文情势，国外的生态调度则是在水污染点源治理已初具成效背景下开展的，具有明确的生态保护目标和利益调整机制，强调适应性管理[5,22]，我国的生态调度亟待过渡到更具明确生态保护目标的日常调度。
然而，已开展的国内外生态调度实践中也暴露出很多的问题。例如，在哥伦峡大坝调度适应性管理实施10年后的回顾评价中发现，在调度实施前提出的30项预测中，仅有7项正确，4项正误参半，5项错误，其余14项仍不明朗[16]；Palmer等[23]对78项河流生态修复工程的修复效果分析表明，尽管所有项目都实现了物理栖息地多样性，但仅有2项工程取得了统计显著的生物群落结构的改善效果。在欧盟水框架实施10年后的回顾评价中发现，所实施的流域管理规划中的恢复措施的生态响应不明确，且难以预测[24]。Poff & Zimmerman对167篇涉及水流情势变异的生态响应关系的论文进行了回顾分析，证实了水流情势变异的不利生态响应的定性结论，但难以建立其统计显著意义上的定量关系[25]。我国的黄河调水调沙虽然取得河道刷深和泥沙输移的预期目标，但出现“流鱼”现象和鱼类产卵场面积显著减少，对下游鱼类资源造成严重影响[26]。这些结果突出反映出生态调度学科仍处于探索阶段，从关键科学问题的认识深度到调度运行实践的广阔领域内均面临着困境和挑战。本文基于系统的文献调研和以往工作的总结认识，对生态调度所面临的困境及成因进行了分析，并针对我国国情，提出了生态调度总体发展策略的建议。
2 生态调度的困境及成因
2.1 河流生态系统高度的动态复杂性及枝状网络结构的生态影响的认识困难
对河流生态系统的动态复杂性的认识是进行成功的生态调度所面临的首要困难。河流生态系统镶嵌在陆地生态系统景观网络之内，承纳着陆地生态系统的物质、能量、生物流，是生物地球化学循环的重要组成环节，具有开放性巨系统的特征，具有显著的时空异质性。对河流生态系统结构功能的概化描述的不断完善，一直是驱动河流生态学快速发展的一个中心命题，自20世纪70年代至今，经历了从河流连续统→河流廊道→河流网络→多级斑块动态镶嵌体[27]的概化模型的演变[28]，即河湖生态系统是由沿河流纵向依次排列的、具特定生态功能的水文地貌斑块(生态功能过程区)组成的动态镶嵌体，其排列组合方式决定着河流的总体特征和独特性[27]。同时，河流网络在空间上呈由多级支流组成的复杂的枝状单向网络结构，对河流网络内生物群落结构格局的形成机制的解释更具挑战性。相对于陆地生态系统，河流生态系统具有远为丰富的生物多样性[1]，许多河流生物的生活史中包括了跨越多重空间尺度的扩散行为[29]，以及随个体发育而变化的扩散机制[30]，使得单纯将群落视为由局地环境因子和生物相互作用决定的大体上隔离的实体的假设难于成立。同时，单单修复局域栖息地往往不能导致生物多样性增加的事实[23]也强调了必须同时考虑区域因子的潜在影响，这些复杂因素都暗示着目前的河流网络内生物群落组群规则的研究仍有待引入可考虑多重尺度下的扩散和干扰影响的集合群落理论[31]，而将网络理论与集合群落理论整合来分析河流生态系统，乃至将河流生态系统网络与流域社会经济网络进行整合分析仍面临着很大的理论挑战[32]。
2.2 关键科学问题的揭示的困难性
在河流生态系统内，人类社会工业化、城市化和农业灌溉的发展，造成了水文节律变异，同时伴随着水热节律、水沙节律的变异，从而构成物理栖息地退化胁迫，同时，还承受着过度捕捞、有毒物质、外来物种入侵等多重胁迫，并最终造成河流生态系统的退化。多重胁迫的生态响应关系的揭示是生态调度所要解决的关键科学问题。
自20世纪70年代以来，随着河流生态学快速发展，已经充分认识到水文地貌过程对于河流生态系统演化的关键驱动作用，并由此提出“物理栖息地模板”理论[33～34]和针对水文情势变异的“自然水流情势”范式[12]。尽管自然水流情势已提出10多年，并已有多达200余种的环境流量设置方法[7]，在世界范围内也进行了很多环境流量放流实践，但仍然缺乏具有坚实统计学意义上的水流情势变异的生态响应关系[25]，更缺乏定量的多重胁迫—生态响应关系，从而严重地制约着胁迫源的确定、生态调度效果的评价，造成生态修复实践的低效甚至失败。
鉴于大坝建设的现状以及其调控径流的潜力，生态调度的主体是大坝。径流过程调节，同时也意味着相伴随的泥沙输移、水温情势、过饱和气体、水质等过程的变化。塑造径流过程的同时，也意味着引起河道冲淤变化等复杂的动态过程。即使对水文地貌过程的研究，也同样充满了不确定性和科学上的挑战。针对以“自然水流情势”范式为指导的环境流量主要集中于水量，而没有明确地考虑包括水温在内的水质因子，Olden & Naiman提出了应将自然水温情势纳入环境流量评价[35]。针对水污染的生态效应，更是迄今所有的生态调度所要刻意回避的现实。尽管化学物质的生态效应是生态风险评价的主要内容，但传统的生态毒理学研究方法只是积累了主要基于生物个体对特定化学物质的毒性剂量关系，对于生物群落乃至生态系统尺度的生态毒理学效应以及在自然环境下的多重胁迫的累积生态效应却难以考虑[36～37]，造成其研究成果与环境流量评价所关心的群落乃至生态系统尺度下的生态响应结果之间难以匹配，二者的相互隔离的发展致使环境流量评价中难以对水污染的生态毒理效应进行评价，急需考虑流域不同生态单元质量与复合污染效应间的关系[38]，探索与环境流量评价耦合的途径[39]。
就生态调度的效果评价来看，自20世纪80年代以来，河流健康评价已取得了长足的进展，尤其是基于参照状态法的生物完整性评价方法得以建立，为河流健康评价奠定了较为坚实的方法学基础[40]，但目前的生物完整性评价主要是基于分类学的结构完整性评价，对于基于生态功能完整性的评价还发展较慢，与最新的生物地球化学研究成果之间的关联也很有限。针对河流生态系统多尺度、多等级结构特征，仍有待建立具有诊断性、预测性、可比性的河段—河流—流域三级河流健康评价系统[41]，为河流生态问题、胁迫因素的诊断和河流生态调度效果的评价奠定基础。其中，在多重胁迫的析因诊断方面，基于多重功能性性状的功能完整性评价方法是很有希望的发展方向[42]。
同时，使得难以采用常用的统计方法来建立水流变异的生态响应关系也是一个重要原因。在水流调控实验中，无论是基于单独的流量事件还是改变运行调度规则实施的系统性的调整，由于河流生态系统的开放系统特征以及高度的纵向、横向连通性，使得上下游之间存在着相互影响，难以进行随机的空间抽样和建立对照河段或断面。每一水流事件的影响可能延续很长时间，从而难以从时间上清楚划分实验前后时段。放水试验的高昂成本也很大地限制了实验的重复的可能。同时，伴随着水文过程的调整，也同时伴随着水力状态、泥沙输移、水温情势、水质等因子的变化，使得对水文情势的生态响应的分析难以采用常规的要求具有很好的可重复、具有对照组的统计分析方法[43～44]。而贝叶斯统计方法则适合河流生态系统内难以进行可重复的实验设计，且监测不充分的情况，特别适合于处理生态学中时空复杂性问题[45]。
2.3 公众及管理部门对水生生物多样性保护意义的认识不足及利益协调机制的欠缺
生态调度往往面临着难于实施的问题，尤其是在水文情势变异严重的区域。在竞争性用水的局面下，生态调度的目的在于调整河流生物与人类用水的矛盾。由于流域往往跨越多个行政区，流域内因地域分异性、跨界单向外部性以及流域上下游、左右岸以及管理部门、城乡之间存在着利益冲突[46]，从而使得难以调和不同利益群体之间围绕水量分配所产生的矛盾。而水生生物用水需求与人类需求之间的直接冲突，也使得河流生态系统成为最濒危的生态系统类型之一[1]，加之水生生物多样性与生态系统功能之间的关系尚未充分建立[47]，也使得公众难以从生态服务功能方面切身感受到水生生物多样性保护的意义。因此，必须建立能够直接比较河流生态其系统内生态调度的社会经济成本和效益的整体情景分析模型，从而客观地评价不同发展情景下的生态调度所引起的社会经济影响，并提高为保护水生生物多样性的效率[48]。
3 我国生态调度的发展策略
我国是水利建设大国，截止2008年建成大坝86353座，总库容6924亿立方米，约占多年平均径流量的25％，远高于世界平均水平7.3％[49]。自20世纪80年代起，在30年内基本走过了西方发达国家历经200多年才完成的工业化及城市化进程，河流生态系统面临着“水多、水少、水脏、水死”的严峻局面。生态调度将成为我国河流生态修复的一项主要手段，亟待从应急性调度为主过渡到日常性调度为主。为此，针对生态调度总体发展策略提出如下建议：
3.1 尽快确立我国生态调度和河流生态修复的整体战略
(1)制定科学可行的生态调度目标。目前，我国河流生态系统所承受胁迫在空间上呈普遍分异分布，时间上呈集中高强度作用的态势，流域上下游社会经济发展水平呈现明显的阶段性特征。而水生生物多样性严重受损，水生态系统严重退化，急需进行抢救性修复和保护。由于河流生态系统的网络结构特质和水文地貌过程的高度动态变化特征，河流生态修复必须遵守保护和恢复并重的原则，将生态调度与河流生态保护规划有机结合，以近自然水流情势恢复和因时因地因物种制宜及社会经济可承受为基本准则[5,22]，将预防性调度及适应性管理相结合，尽快开展全国性的系统生态调查，充分把握流域的实际特点，尽快摸清流域内胁迫梯度分布现状及生物多样性分布格局，水量、水质、生态并重，科学合理地确定适宜的近远期生态调度目标。
图1 近自然水流情势恢复
图2 因地、因时、因物种制宜的原则
(2)确立物理栖息地保护和修复战略，尽快统一河流生态分区和控制单元，以多部门合作及多学科交叉融合为支撑，推动河流生态系统管理。我国的河流生态管理涉及水利部、环保总局、农业部、林业局等多个部门，呈条块分割的管理方式，划定了水功能区、水环境功能区、水资源分区、污染控制单元等不同的功能区划，并依本部门权限划定水源保护区、自然保护区、种质资源保护区等敏感保护目标，存在区划不一致，难以有效协调合作的现象。针对河流生态系统，栖息地是具有明确生态含义的基本单元，其形成和维持是河流物理、化学、生物过程综合作用的结果，是进行多部门、多学科沟通协调的良好的平台。水文地貌过程是河流栖息地演变的主要驱动力，进行物理栖息地修复是恢复河流健康的前提，而生态调度则是其主要形式。因此，应发挥水利部门对河流水文地貌过程机理深刻认识和长期的数据积累的优势，采取以水利部门为主体的多部门合作的调度模式，尽快统一以栖息地为基础单元的河流功能区划和控制单元，充分发挥各部门优势，在自然保护区、种质资源保护区设置调整、容量总量控制及最严格的水资源管理制度有机结合，充实流域综合规划的系统性、综合性、前瞻性、权威性，共同实现保障和恢复河流健康的共同目标，实质推进流域综合管理水平的提高，推动河流生态系统管理。
(3)多方式调查监测相结合，以“适应性管理”模式不断促进生态调度效益的提高。客观面对河流生态系统的复杂性，按时开展全流域的长期的理化指标及生物群落组成的同步系统监测，科学设计流域大型生态调度实验调查监测方案，适时开展流域大型生态调度实验及监测，及时开展水利水电工程的环境影响后评估工作，整合多方式的调查监测结果，开展生态调度的生态响应关系研究，以“适应性管理”模式，不断促进河流生态调度的完善和效益的提高。
3.2 完善生态调度规划、调控理论方法体系
(1)尽快填补河流生态学的理论缺口，以集合群落理论和网络理论为基础，融合生态风险评价及河流健康评价，构建以多重胁迫的生态响应关系为核心的生态调度规划调控理论。由于历史的原因，我国的淡水生态学研究正经历由任务导向到学科导向的生态学研究过渡的转变过程，除在水库生态学方面具有一定积累外[50]，在河流生态学方面存在巨大的理论缺口有待填补。同时，应充分重视河流生态系统的单向网络结构特质，以集合群落理论和网络理论为基础，以更宏观的视野把握现代流域综合管理所要求的基于时空分异和过程耦合的根本要求，把握人文地理过程、水文地貌过程、生物地球化学循环过程、生物作用过程的演化及耦合作用规律，搭建生态风险评价与河流健康评价之间的桥梁，吸收生态毒理学及生物地球化学循环方面的研究成果，从河流生态功能入手，构建以多重胁迫的生态响应关系为核心的生态调度规划调控理论。
(2)构建河流生态修复的规划方法体系。生态调度与河流生态修复的其他措施往往需要同时进行或择紧要的先行。为了实现可识别、可比选、可评价的目的，需构建河流生态修复规划方法体系，包括以河湖健康评价为目标的河湖生态调查规范、多重胁迫的析因分析、河流生物保护区、修复区的筛选方法，环境流量设定方法、河湖健康评价方法、大型生态调度试验监测规程、明确考虑社会经济影响的生态调度情景分析方法等。其中，河湖生态调查规范可在充分吸收美国快速生物评价规程、澳大利亚、欧盟水框架指令以及我国现有的以渔业资源调查为目的的有关生态调查规程的基础上，建立可指定河湖参照状态基准的、可反映时空分异性的调查规范。河流生态系统保护区、修复区的规划技术，可将陆生生态系统中的系统保护规划方法移植到河流生态系统[51～53]内，引入贝叶斯置信网络筛选确定保护和修复的区域和修复措施的优先次序的比选。河流环境流量设定方法向动态的自然水文情势的范式转换，加强对洪水过程的生态响应的研究，注重对整体式环境流量设置方法的学习及应用。建立空间显式的可明确考虑社会经济影响的生态调度情景分析方法。开展基于多性状的河流健康预测性模型，为河流生态问题、胁迫因素的诊断和河流生态调度效果的评价奠定基础。
3.3 开展生态友好型水利水电工程生态调度技术研究
在技术方法方面，尽快建立适合我国具体国情的水利水电工程生态调度技术准则和评价方法，重点解决实时调度中生态调度规则生成及调度技术以及生态友好的水工建筑物辅助泄放技术等问题。重视可较好实现水温情势、水沙情势的恢复(多沙河流)的水库(群)优化调度算法的发展，加强生态友好的水工建筑物辅助泄放技术研究，开发梯级水库的多库群联合调度及干支流联合调度的生态调度潜力。
3.4 建立生态调度长效机制
遵循市场机制与行政手段相结合的原则，构建生态调度补偿机制，通过洪水资源化、节水及水资源市场配置机制的完善、预报调度技术的提高，解决水量保障问题。在管理制度方面，明确生态调度的法律地位，加强对水利水电工程的全生命阶段管理，开展绿色水电认证的研究和试点工作，及时开展水利水电工程的环境影响后评估工作；加强公众参与，尽早建立符合中国国情的、基于河流流域生态健康的水利水电工程调度模式。
4 结论
我国的生态调度尚处于初级阶段，亟待从应急性调度过渡到日常性制度化调度，以近自然水流情势和因地因时因物种制宜和社会经济可承受的基本准则，确定科学合理的生态调度总体目标，以集合群落理论和河流生态学为基础，构建以多重胁迫的生态响应关系为核心的生态调度规划调控理论，建立空间显式的流域分区耦合社会经济－河湖生态响应整体模型，以适应性管理为模式，逐步建立起面向河流健康的长效机制，积极稳妥地推进生态调度工作。