陳 陽,夏皓軒,徐忠國,李 冠,卓躍飛,王雪琪
(1.寧波大學(xué)法學(xué)院,浙江 寧波 315211;2.寧波大學(xué)東海研究院,浙江 寧波 315211;3.浙江大學(xué)公共管理學(xué)院,浙江 杭州 310058)
長期以來,我國持續(xù)的城鎮(zhèn)化與工業(yè)化引發(fā)人類不合理開發(fā),嚴(yán)重破壞了生態(tài)系統(tǒng)完整性與生態(tài)過程,造成環(huán)境污染、資源浪費、生態(tài)退化等一系列問題,深刻影響生態(tài)安全與可持續(xù)發(fā)展[1-2]。為筑牢生態(tài)安全“生命線”,國務(wù)院于2011年頒布《關(guān)于加強(qiáng)環(huán)境保護(hù)重點工作的意見》,首次提出生態(tài)紅線概念。隨后,《關(guān)于劃定并嚴(yán)守生態(tài)保護(hù)紅線的若干意見》、《關(guān)于建立國土空間規(guī)劃體系并監(jiān)督實施的若干意見》到《關(guān)于加強(qiáng)生態(tài)保護(hù)紅線管理的通知(試行)》等一系列文件相繼完善了紅線劃定、動態(tài)調(diào)整、管控規(guī)則、績效考核等環(huán)節(jié),架構(gòu)了生態(tài)保護(hù)紅線的制度體系。這意味著生態(tài)保護(hù)紅線作為維護(hù)區(qū)域生態(tài)安全的底線,上升到國家生態(tài)保護(hù)戰(zhàn)略的高度[3-4]。
生態(tài)保護(hù)紅線(簡稱“紅線”)是治理資源環(huán)境的政策工具,已成為國土空間規(guī)劃的重要組成部分[5],其目標(biāo)是維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。目前,紅線政策推介[6-7]、概念內(nèi)涵[8-9]、劃定優(yōu)化[10-12]、管控策略[13-14]等研究方興未艾。囿于紅線政策歷時短,對其實施成效的探討有限,主要集中于兩方面:一是探索紅線政策成效的評估方法[15-17];二是從地理學(xué)視角,監(jiān)測紅線區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化,研判政策成效[18-20]。然而,鮮有從公共政策評估視角,采用反事實的邏輯思路,診斷紅線政策實施對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的作用,直面紅線是否有效的疑問,難以把握政策的效度與信度[21]。顯然,對紅線政策效應(yīng)評估的關(guān)注不足,無法為紅線保護(hù)區(qū)的動態(tài)調(diào)整與管控策略提供決策支撐。因此,紅線政策成效問題,即紅線能否維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),仍待進(jìn)一步探討。
進(jìn)入“十四五”階段,國土空間規(guī)劃相繼落地,生態(tài)保護(hù)紅線將由“劃定”轉(zhuǎn)向“嚴(yán)守”[22]。紅線政策成效評估作為政策實施與優(yōu)化調(diào)整的基礎(chǔ),將在監(jiān)測監(jiān)督、邊界調(diào)整、動態(tài)管控等管理事務(wù)中扮演越來越重要的角色。鑒于此,本文聚焦生態(tài)保護(hù)紅線能否維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的政策成效問題,借鑒公共政策評估思路,建立基于反事實框架的評估邏輯,以寧波為例開展實證檢驗,以期為生態(tài)保護(hù)紅線的優(yōu)化管理提供參考。
公共政策評估遵循先規(guī)范后驗證的思路[23]。本文首先開展規(guī)范性研究,厘清紅線政策背景,提供政策評估依據(jù)。隨后,明確紅線政策對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的積極作用,構(gòu)建反事實評估邏輯。
生態(tài)保護(hù)紅線是在具有自然屬性、以提供生態(tài)服務(wù)或生態(tài)產(chǎn)品為主體功能的國土空間中,擁有重要生態(tài)功能和必須強(qiáng)制性嚴(yán)格保護(hù)的區(qū)域[24],其政策發(fā)展是一項歷史漸進(jìn)的過程(圖1)。相關(guān)政策可追溯至我國1956年劃定的第一個自然保護(hù)區(qū),早期探索以廣東、深圳、安吉等地最為典型。然而,直到2011年我國才首次正式提出“在重要生態(tài)功能區(qū)、陸地和海洋生態(tài)環(huán)境敏感區(qū)、脆弱區(qū)等區(qū)域劃定生態(tài)紅線”。十八屆三中全會將劃定生態(tài)保護(hù)紅線作為加快生態(tài)文明制度建設(shè)的核心任務(wù),標(biāo)志著生態(tài)保護(hù)紅線上升為國家層面的“生命線”[25],受到廣泛關(guān)注。在制度上,《關(guān)于加快推進(jìn)生態(tài)文明建設(shè)的意見》重申嚴(yán)守資源環(huán)境生態(tài)紅線的部署;在立法上,《環(huán)境保護(hù)法》修訂將生態(tài)保護(hù)紅線納入立法范疇;在技術(shù)上,出臺技術(shù)性綱領(lǐng)《國家生態(tài)保護(hù)紅線—生態(tài)功能紅線劃定技術(shù)指南(試行)》;在實施上,《關(guān)于劃定并嚴(yán)守生態(tài)保護(hù)紅線的若干意見》提出紅線政策在全國范圍推行。2018—2019年,自然資源部成立和《關(guān)于建立國土空間規(guī)劃體系并監(jiān)督實施的若干意見》出臺,標(biāo)志紅線政策進(jìn)入新階段:自然資源部統(tǒng)一行使紅線管理的多種職能,保障政策銜接;紅線政策被納入國土空間規(guī)劃,作為常態(tài)化工作開展。2020年以來,《關(guān)于加強(qiáng)生態(tài)保護(hù)紅線管理的通知(試行)》頒布和全國完成生態(tài)保護(hù)紅線劃定,意味著生態(tài)保護(hù)紅線逐漸由“劃定”向“管理”邁進(jìn)。
圖1 生態(tài)保護(hù)紅線政策演進(jìn)與技術(shù)應(yīng)用Fig.1 Policy change and application of ecological conservation red line
相應(yīng)地,紅線管理技術(shù)方案與試點應(yīng)用持續(xù)推進(jìn)。2012年,原環(huán)保部率先組織紅線劃定技術(shù)研討會和技術(shù)指南草擬工作,并將內(nèi)蒙古、江西、湖北、廣西等列為試點。2014年和2017年出臺兩個版本紅線劃定指南,確立以評價生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)重要性和生態(tài)敏感性為基礎(chǔ)的劃定方案。至2017年底,京津冀等15個省份形成紅線劃定方案。這一時期,對紅線管理技術(shù)的探索與應(yīng)用以環(huán)保部為主導(dǎo),其他部門相繼設(shè)計各自的“紅線”,導(dǎo)致“政出多門”。例如,水利部提出水資源開發(fā)、用水效率和水功能區(qū)限制納污3條紅線,林業(yè)局制定林地、濕地、荒漠植被、物種等紅線,國家海洋局劃定海洋生態(tài)紅線[26]。進(jìn)入國土空間規(guī)劃階段,紅線歸自然資源部統(tǒng)一管理,紅線評估、勘界定標(biāo)、監(jiān)管指標(biāo)、“三區(qū)三線”規(guī)則等技術(shù)文件相繼發(fā)布,標(biāo)志紅線由劃定向綜合集成技術(shù)發(fā)展。盡管前期部分試點提出績效考核、監(jiān)管監(jiān)察、生態(tài)補(bǔ)償?shù)热蝿?wù),如《關(guān)于開展生態(tài)保護(hù)紅線管控試點工作的通知》,但仍以劃定為主,對政策成效這一環(huán)節(jié)缺乏探索。
實施紅線政策對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)具有多重積極影響。首先,禁止大規(guī)模人為開發(fā),維護(hù)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)底線。在紅線保護(hù)區(qū)內(nèi),核心保護(hù)地嚴(yán)格禁止人為活動;核心保護(hù)地外則管控生產(chǎn)開發(fā)性建設(shè)活動,僅允許不影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的有限人為活動;需占用紅線的重大項目必須編制調(diào)整方案和獲得國家審批。通過紅線的“控制閥”,可維持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)原生狀態(tài)。例如,阻隔人類開發(fā)行為,避免生態(tài)用地被其他用途侵占,支撐紅線保護(hù)區(qū)提供生態(tài)產(chǎn)品和服務(wù)的能力不降低;限制風(fēng)景名勝區(qū)、森林公園、飲用水源保護(hù)地等類型變化,確保景觀多樣性和系統(tǒng)完整性。其次,規(guī)范社會活動秩序,保障生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)協(xié)同。紅線也是經(jīng)濟(jì)社會發(fā)展支撐線[27],允許適度社會經(jīng)濟(jì)活動,規(guī)定了紅線保護(hù)區(qū)小規(guī)模農(nóng)林牧漁、生態(tài)修復(fù)工程、基建必要維護(hù)、生態(tài)旅游等8類內(nèi)容。這不僅能統(tǒng)籌自然生態(tài)功能和人類社會服務(wù)需求,也利于“以發(fā)展促保護(hù)”,刺激供給、支撐、社會文化等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)同頻發(fā)展,形成空間增值。最后,引導(dǎo)生態(tài)空間治理,促進(jìn)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)提升。紅線保護(hù)區(qū)是各類空間規(guī)劃的焦點區(qū)域,扮演“指向針”角色,為生態(tài)保護(hù)修復(fù)提供因地制宜的指引。對于生態(tài)功能重要區(qū),以封禁保育方式,推動生態(tài)演替規(guī)律和自然恢復(fù),保障生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)可持續(xù)。對于生態(tài)敏感脆弱區(qū),倡導(dǎo)人工輔助自然恢復(fù),治理水土流失、土地沙化、石漠化等問題,助力生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)重回正軌。
基于以上推斷,本文引入RUBIN的反事實框架,構(gòu)建紅線政策成效的評估邏輯,其核心是設(shè)定“如果沒有實施紅線政策,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)會如何”的反事實狀態(tài),對比現(xiàn)有政策實施的事實狀態(tài),將兩者生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差異作為紅線政策效應(yīng)[28]。鑒于紅線政策具有時間和空間雙重特征,需統(tǒng)籌時空雙維的反事實邏輯。首先,構(gòu)建空間反事實邏輯,即考慮紅線的空間政策屬性,識別紅線保護(hù)區(qū)(事實)和紅線保護(hù)區(qū)外(反事實)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的差異,確定政策空間效應(yīng)。這要求不能隨意將紅線保護(hù)區(qū)外的區(qū)域作為反事實參照對象(如城鎮(zhèn)),需考慮生態(tài)系統(tǒng)的空間相關(guān)性,甄選與紅線保護(hù)區(qū)空間毗鄰、系統(tǒng)相連、特性類似的地帶,設(shè)定反事實的空間比較對象。然而,紅線劃定時只是將高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)區(qū)域納入,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外在政策實施前就可能存在固有的差距,導(dǎo)致兩者不具可比性。對此,加入政策實施時序的權(quán)衡,辨析紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外在政策實施前(反事實)與實施后(事實)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差距,界定時間效應(yīng),形成時間反事實邏輯。其出發(fā)點是,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)在政策未實施時存在差距;政策實施能穩(wěn)定或提升紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),而紅線保護(hù)區(qū)外的人類影響會持續(xù)削弱生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),使兩區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差距進(jìn)一步擴(kuò)大。加入這重邏輯能避免直接將紅線區(qū)內(nèi)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)固有差異作為政策效應(yīng),綜合審視紅線對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的影響作用。
紅線政策評估思路如圖2所示。在政策實施前T0,紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)E0高于紅線保護(hù)區(qū)外兩者差值為D0。由于兩區(qū)域均未受紅線影響,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)均存在下降趨勢。紅線政策P于Tp時實施,將遏制紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)由E0向e1下降的潛在趨勢。此時,紅線保護(hù)區(qū)受政策影響,其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)E1能接近或超過E0;而紅線保護(hù)區(qū)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)由E'
圖2 基于反事實框架的評估邏輯Fig.2 Evaluation logic based on counterfactual framework
0下降至E'1。因此,在T1時,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)E1與E'1的差值為D1,較D0更大?;诖?,本文認(rèn)為紅線政策實施后,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)未出現(xiàn)大幅下降,且紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差距較政策實施前更為明顯,即判定紅線政策具有一定成效。
寧波地處杭州灣南岸,是長三角南翼重要城市,2020年人均GDP已達(dá)到15.39萬元[29],為經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)。寧波也是生態(tài)管理的“試驗田”,于2016年出臺《寧波市生態(tài)保護(hù)紅線規(guī)劃》,確定浙江省第一條生態(tài)保護(hù)紅線?!吧胶=笔菍幉ǔ鞘袠?biāo)簽,也是生態(tài)保護(hù)重點。一方面,寧波山地丘陵交錯分布,既反映地表景觀特征,也構(gòu)筑了生態(tài)屏障;杭州灣、象山港、三門灣屬于典型的海陸交錯生態(tài)區(qū),為《寧波市生態(tài)海岸帶建設(shè)實施方案》核心地區(qū);甬江、姚江、奉化江穿城而過,形成以水循環(huán)為特色的生態(tài)廊道。另一方面,囿于城市開發(fā)與耕地保護(hù),低丘、緩坡、谷地的人為開發(fā)加劇,加重開發(fā)保護(hù)矛盾[30];沿海港灣是寧波港城聯(lián)動的載體,相繼建設(shè)北侖保稅區(qū)、石化經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)、前灣新區(qū)等,削弱生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)[31];“三江”僅姚江江北段有紅線,并被城區(qū)所包圍,生態(tài)保護(hù)形勢嚴(yán)峻。
本文涉及生態(tài)保護(hù)紅線、土地覆被、自然環(huán)境、社會經(jīng)濟(jì)等方面數(shù)據(jù)(表1)。生態(tài)保護(hù)紅線來源于浙江省《生態(tài)保護(hù)紅線劃定方案》;土地覆被、流域、社會經(jīng)濟(jì)等數(shù)據(jù)來自中科院資源環(huán)境科學(xué)與數(shù)據(jù)中心;高程和土壤數(shù)據(jù)分別來自地理空間數(shù)據(jù)云和世界土壤數(shù)據(jù)庫;人口數(shù)據(jù)下載自南安普頓大學(xué)WorldPop網(wǎng)站;降水?dāng)?shù)據(jù)來源于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng),通過插值獲??;植被和蒸散發(fā)量數(shù)據(jù)下載自美國地質(zhì)調(diào)查局。所有柵格數(shù)據(jù)重采樣為100 m分辨率,統(tǒng)一為CGS2000坐標(biāo)系。
表1 數(shù)據(jù)來源Tab.1 Data sources
(1)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)估算。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是生態(tài)系統(tǒng)及其過程所形成的人類賴以生存的自然環(huán)境條件與功能效用[32]。擁有生物多樣性維護(hù)、水源涵養(yǎng)、土壤保持、防風(fēng)固沙等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是紅線保護(hù)區(qū)基本特征。其中,生物多樣性維護(hù)指生物與生存環(huán)境所構(gòu)成的復(fù)雜系統(tǒng)多樣性在基因維持、物種維護(hù)、生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)等方面所發(fā)揮的作用[33],采用生境質(zhì)量表征。水源涵養(yǎng)體現(xiàn)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、質(zhì)量與格局對水文過程的貢獻(xiàn)。土壤保持反映生態(tài)系統(tǒng)依托其結(jié)構(gòu)與過程減少降水所引發(fā)的土壤侵蝕作用。防風(fēng)固沙不屬于研究區(qū)典型功能,故不納入。
借助InVEST模型,參考相關(guān)參數(shù)[34],估算生境質(zhì)量:
式(1)—式(2)中:Qxj、Hj、Dxj分別為第j生境類型柵格x的生境質(zhì)量、適宜度、退化度;R、wr、Yr分別為威脅因子類型、威脅因子權(quán)重、威脅因子?xùn)鸥窨倲?shù);ry和βx分別為柵格y威脅值和柵格x抗干擾度;Sjr為第j生境類型對威脅因子r的敏感度;irxy為柵格y的威脅源r對柵格x的影響;z為歸一化常量,設(shè)為2.5;k為半飽和常數(shù),設(shè)為最大生境退化度的1/2。
水源涵養(yǎng)采用水量平衡方程核算[35]:
式(3)中:WRi為柵格年水源涵養(yǎng)量(mm);WYi為柵格年產(chǎn)水量;Ri為柵格降雨量;Cri為柵格地表徑流系數(shù)。其中,WYi為InVEST模型產(chǎn)水模塊獲取,參數(shù)設(shè)置如下:降雨量、蒸散發(fā)量、流域、土地覆被、根限制深度根據(jù)對應(yīng)數(shù)據(jù)集獲??;植物可用水分含量根據(jù)土壤質(zhì)地和有機(jī)質(zhì)的非線性擬合公式獲取[36];生物物理系數(shù)參考已有文獻(xiàn)設(shè)定[37]。地表徑流系數(shù)參考《生態(tài)保護(hù)紅線劃定指南》設(shè)置。
土壤保持采用改進(jìn)的水土流失方程進(jìn)行測度[38]:
式(4)中:SC為土壤保持量(t/(hm2·a));R為降雨侵蝕力因子;K為土壤侵蝕因子;L為坡長因子;S為坡面因子;C為植被覆蓋因子。以上參數(shù)根據(jù)《生態(tài)保護(hù)紅線劃定指南》確定。
(2)分組回歸模型。采用分組回歸模型,診斷紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的特質(zhì)差異。其核心是對比紅線內(nèi)外兩組回歸的環(huán)境特征因子差異,當(dāng)差異通過檢驗時,表示生態(tài)紅線內(nèi)外具有明顯差異。模型如下:
式(5)中:Hi為采樣點生態(tài)系統(tǒng)服務(wù);r為紅線保護(hù)區(qū)的內(nèi)外分組情況;xi為采樣點特征因子;βk是第k變量的系數(shù);β0為常數(shù)項;ε為隨機(jī)誤差項;n為采樣點數(shù)量。環(huán)境特征因子包括高程(m)、GDP密度(億元/km2)、人口密度(人/hm2)、到城鎮(zhèn)距離(km)。采用T檢驗衡量分組回歸系數(shù)差異,采用Chow檢驗評判紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的結(jié)構(gòu)性差異。
(3)斷點回歸模型。采用斷點回歸,以紅線保護(hù)區(qū)邊界為空間斷點,評估紅線維持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的成效。斷點回歸是一種準(zhǔn)自然實驗,可以有效檢測某一政策的影響程度差異。以表示區(qū)域是否處于紅線保護(hù)區(qū):
式(6)中:Rd=1為紅線保護(hù)區(qū)樣本,Rd=0為紅線保護(hù)區(qū)外樣本;di為樣本i到紅線邊界距離,d0為紅線邊界,即斷點所在,本文設(shè)為0。di≤0和di>0分別表示樣本i位于紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)部和外部。
進(jìn)一步構(gòu)建斷點回歸模型:
式(7)中:Yi為被解釋變量,表示樣本i生態(tài)系統(tǒng)服務(wù);β1為紅線政策實施的平均處理效應(yīng),當(dāng)β1<0時,表示紅線政策維護(hù)了生態(tài)系統(tǒng)服務(wù),值越小代表紅線管控成效越好,反之則相反;Rd為處理變量;di為分組變量,(di-d0)為該分組變量的標(biāo)準(zhǔn)化,β2為該分組變量系數(shù);β3Rd(di-d0)交叉項可以允許斷點兩側(cè)擁有不同斜率,ε為誤差項。本文采用三角核函數(shù),作為確定最優(yōu)帶寬的準(zhǔn)則。同時,考慮到是否加入?yún)f(xié)變量不影響斷點回歸估計,且如果加入的協(xié)變量具有內(nèi)生性,會影響回歸結(jié)果[39],故不加入其他協(xié)變量。研究分別更換帶寬、核函數(shù)和斷點,開展穩(wěn)健性檢驗。
被解釋變量分別為生境質(zhì)量、水源涵養(yǎng)和土壤保持。政策驅(qū)動變量為采樣點到紅線邊界的直線距離,位于紅線邊界內(nèi)、外的驅(qū)動變量分別為負(fù)、正,反映政策對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的影響差異。為比較紅線實施前后差異,以2016年為政策實施時間,選擇2010年和2020年作為斷點回歸的時點,這是因為盡管浙江省于2018年發(fā)布了《浙江省生態(tài)保護(hù)紅線劃定方案》,但相關(guān)成果承接自2016年《浙江省環(huán)境功能區(qū)劃》劃定的702個紅線保護(hù)區(qū)。
(4)樣本選擇。本文通過以下步驟選取樣本。首先,在寧波102個紅線保護(hù)區(qū),以500 m為最小間隔距離,采用隨機(jī)采樣法獲取1 000個樣本點,最大限度地覆蓋所有紅線保護(hù)區(qū),形成處理組變量。其次,統(tǒng)計1 000個樣本點到紅線邊界的距離,發(fā)現(xiàn)998個樣本處于3 km內(nèi),因而以3 km為參考距離,在紅線保護(hù)區(qū)外設(shè)定緩沖區(qū),作為控制組范圍。最后,在紅線保護(hù)區(qū)外3 km緩沖區(qū),以500 m為最小間隔距離,獲取1 000個隨機(jī)樣本點,形成控制組樣本。由于樣本均采用隨機(jī)采樣獲取,符合斷點兩側(cè)驅(qū)動變量不受個體操縱的要求,滿足有效性檢驗。
盡管生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)有一定波動,但其水平與是否處于紅線保護(hù)區(qū)緊密相關(guān)(圖3)。一方面,紅線保護(hù)區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)較為穩(wěn)定,出現(xiàn)小幅波動。無論是2010年還是2020年,紅線保護(hù)區(qū)的生境質(zhì)量與水源涵養(yǎng)分別處于≥0.6和900~1 300 mm的水平,其均值在10年間分別上升0.046和47.12 mm;土壤保持均超過3 500 t/(hm2·a),但其均值由2010年4 459.78 t/(hm2·a)下降至2020年4 451.51 t/(hm2·a)。相反地,紅線保護(hù)區(qū)外3 km緩沖區(qū)部分地區(qū)受城鎮(zhèn)建設(shè)影響,生境質(zhì)量與水源涵養(yǎng)出現(xiàn)不同程度下降;土壤保持則在10年間上升了36.17 t/(hm2·a)。另一方面,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)分布具有明顯的環(huán)境特征差異(表2)。紅線保護(hù)區(qū)外樣本的高程和人口密度回歸系數(shù)高于紅線保護(hù)區(qū)樣本,通過差異性檢驗。這意味著低生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)更易出現(xiàn)在紅線保護(hù)區(qū)外平原和人口集聚地區(qū),且隨海拔升高和人口密度降低而逐漸上升,而紅線保護(hù)區(qū)多山且人口稀少,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差異小。同時,Chow檢驗的F統(tǒng)計量均通過1%顯著性水平,表明是否處于紅線保護(hù)區(qū)會對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)分布特征帶來結(jié)構(gòu)性變化。
表2 分組回歸與差異性檢驗結(jié)果Tab.2 Results of grouping regression and heterogeneity test
圖3 寧波2010年和2020年的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)Fig.3 Ecosystem service of Ningbo in 2010 and 2020
進(jìn)一步采用T檢驗發(fā)現(xiàn),紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外樣本的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)存在較大差異,滿足開展斷點回歸的條件(表3)。生境質(zhì)量、水源涵養(yǎng)和土壤保持的t值均通過1%顯著性水平,表明無論是紅線政策實施前或?qū)嵤┖?,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)都存在差距,且紅線保護(hù)區(qū)樣本都優(yōu)于紅線保護(hù)區(qū)外樣本。除2010年水源涵養(yǎng)的Cohen’sd僅為0.29外,其他T檢驗效應(yīng)量都處于中等水平(0.5)以上,說明紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差異幅度較大。
圖4展示了采樣點到紅線邊界距離與其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的關(guān)系,斷點兩側(cè)直線為通過散點生成的非參數(shù)一階回歸擬合線。無論是2010年還是2020年,生境質(zhì)量、水源涵養(yǎng)和土壤保持在紅線保護(hù)區(qū)都維持高位,且較為平穩(wěn),但在紅線保護(hù)區(qū)外出現(xiàn)明顯的下降趨勢,從紅線保護(hù)區(qū)到紅線保護(hù)區(qū)外存在顯著的突變下降現(xiàn)象。這表明在空間反事實維度上,無論是實施紅線政策前、后,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)在紅線保護(hù)區(qū)較穩(wěn)定,始終保持著由紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)向外的“跳躍”下降趨勢。
圖4 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的“跳躍”效應(yīng)Fig.4 The jump effect of ecosystem service
進(jìn)一步結(jié)合表3和表4可以明確紅線政策的空間效應(yīng)。政策實施前后,紅線保護(hù)區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)保持相對穩(wěn)定。其中,生境質(zhì)量和水源涵養(yǎng)均值分別由2010年的0.89和1 019上升至2020年的0.91和1 060;土壤保持出現(xiàn)小幅下滑,但仍維持在5 000水平。同時,所有斷點回歸系數(shù)在2010年和2020年均為負(fù)數(shù),通過顯著性檢驗,表明紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)都顯著高于紅線保護(hù)區(qū)外。其中,紅線保護(hù)區(qū)樣點在2010年的生境質(zhì)量、水源涵養(yǎng)、土壤保持均值比紅線外樣點分別高0.060、56.71、588.57,表明在紅線政策實施前,紅線保護(hù)區(qū)外部和內(nèi)部生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)存在固有的差距;在政策實施后,這三者差值分別為0.062、62.09、566.49,表明在紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)維持在政策實施前水平的前提下,這一差距仍然存在。
表4 斷點回歸結(jié)果Tab.4 Results of regression discontinuity
從時間反事實的維度上看,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的部分生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)差距在政策實施后有所擴(kuò)大,存在時間效應(yīng)。具體而言,2020年生境質(zhì)量和水源涵養(yǎng)的斷點回歸系數(shù)比2010年分別小0.002和5.38,表明政策實施后,紅線保護(hù)區(qū)兩種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)領(lǐng)先紅線保護(hù)區(qū)外的趨勢更明顯。結(jié)合T檢驗結(jié)果(表3)可知,這種現(xiàn)象源于紅線政策促進(jìn)紅線保護(hù)區(qū)生境質(zhì)量和水源涵養(yǎng)的提升,而紅線保護(hù)區(qū)外受人類開發(fā)活動影響,兩種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)持續(xù)下降。相反地,土壤保持的2020年斷點回歸系數(shù)比2010年高22.08,表明紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的土壤保持能力差距未因紅線政策實施而縮小。總之,以上結(jié)果符合紅線政策的反事實評估標(biāo)準(zhǔn),部分地驗證了紅線政策成效。
本文的斷點回歸均通過穩(wěn)健性檢驗(表5)。首先,將帶寬調(diào)整至0.75倍和1.25倍后,斷點回歸系數(shù)均為負(fù),通過5%和1%顯著性水平,與基準(zhǔn)斷點回歸結(jié)果基本一致,表明基準(zhǔn)斷點回歸具有穩(wěn)健性。其次,保持?jǐn)帱c回歸模型參數(shù)不變,將三角核函數(shù)調(diào)整為矩形核函數(shù),斷點回歸與基準(zhǔn)回歸結(jié)論基本一致,證實基準(zhǔn)回歸結(jié)果可靠。最后,將斷點更換至紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)300 m和外部300 m時,回歸系數(shù)變化大且均不顯著,表明更換斷點對模型計算的影響有限,證實基準(zhǔn)斷點回歸通過檢驗。
表5 穩(wěn)健性檢驗結(jié)果Tab.5 Results of robustness test
案例證實了生態(tài)保護(hù)紅線的部分政策成效,但這并不代表紅線政策成效普遍存在。事實上,寧波紅線政策成效源于其特殊的紅線格局和連貫的管制策略,這在高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)傾向集中于紅線內(nèi)高海拔和低人口密度區(qū)域便已初見端倪(表2)。
(1)“以山為基”的紅線格局為政策成效奠定基礎(chǔ)。寧波的紅線政策成效離不開以山地為基質(zhì)的紅線空間構(gòu)架。寧波具有“五山一水四分田”的地貌特征,四明山脈、天臺山脈、福泉山等自然景觀組織在維持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)上發(fā)揮重要作用。紅線保護(hù)區(qū)恰恰集中于這些山地丘陵地帶,以森林公園、地質(zhì)公園、自然保護(hù)區(qū)等類型為主。這些紅線區(qū)域面積占比達(dá)92.5%,海拔高且森林覆被茂盛,能提供高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)而受海拔影響小。同時,山地丘陵地區(qū)可以憑借空間區(qū)位優(yōu)勢,遠(yuǎn)離人為干擾,無論在劃定前、后,都能保持獨立的狀態(tài),防止紅線保護(hù)區(qū)被城鎮(zhèn)建設(shè)侵占。相反地,平原地帶的紅線保護(hù)區(qū)更容易受城鎮(zhèn)化的潛在影響,而寧波僅有姚江段紅線位于城區(qū)。一方面,平原地帶的紅線保護(hù)區(qū)往往被密集的城鎮(zhèn)開發(fā)與活躍的人類活動包圍,但由于缺少實體管控界線(如圍墻、柵欄),不能徹底防止城鎮(zhèn)開發(fā)對紅線保護(hù)區(qū)的滲透與蠶食,也無法阻隔人類自發(fā)活動對紅線保護(hù)區(qū)的干擾。另一方面,盡管紅線可以嚴(yán)防負(fù)面行為進(jìn)入,但并不能抑制外圍城鎮(zhèn)與紅線保護(hù)區(qū)的物質(zhì)溝通與能量流動,當(dāng)外圍城鎮(zhèn)建成環(huán)境和生態(tài)條件發(fā)生惡化,勢必影響紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。
(2)紅線管制的時空銜接為政策績效提供保障。得益于“以山為基”的特定生態(tài)構(gòu)架,寧波對現(xiàn)有紅線保護(hù)區(qū)的管制在空間和時序上得以延續(xù),保障生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)免受人為影響。在1995年城市總體規(guī)劃中,現(xiàn)有紅線保護(hù)區(qū)即被劃入以自然山體為主的生態(tài)帶,作為禁建區(qū)進(jìn)行管控,奠定管制的空間框架。進(jìn)入新世紀(jì),對紅線保護(hù)區(qū)管控沿用了前一輪規(guī)劃思路。包括:《寧波城市總體規(guī)劃(2004—2020年)》和《寧波土地利用總體規(guī)劃(2006—2020年)》分別將紅線保護(hù)區(qū)劃為生態(tài)敏感區(qū)和禁止建設(shè)區(qū);2008年通過的《寧波市區(qū)生態(tài)環(huán)境功能區(qū)規(guī)劃》將該區(qū)域劃歸限制準(zhǔn)入?yún)^(qū)和禁止準(zhǔn)入?yún)^(qū),明確了各生態(tài)二級區(qū)的功能定位和保護(hù)要求;城市總體規(guī)劃2015年修訂版細(xì)分了11類生態(tài)紅線保護(hù)區(qū),并列入禁建區(qū)。這一階段側(cè)重對建設(shè)開發(fā)的限制,而紅線政策的頒布進(jìn)一步健全了管理方式。2016年頒布的《寧波市生態(tài)保護(hù)紅線規(guī)劃》全面介紹了項目準(zhǔn)入、規(guī)劃控制、用地管控等細(xì)則。寧波國土空間規(guī)劃更是拓展了長期以來對這些紅線區(qū)域的嚴(yán)格保護(hù)模式:嚴(yán)格保護(hù)、分級管控、損害追責(zé)和違法嚴(yán)懲。
本文梳理了生態(tài)保護(hù)紅線政策演化脈絡(luò),引入公共政策評估視角,提出基于反事實框架的紅線政策評估邏輯,集成InVEST模型、分組回歸和斷點回歸,部分地證實了寧波紅線政策的成效。在政策實施前,紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)存在固有的差距,表現(xiàn)為明顯的“跳躍”效應(yīng)。在政策實施后,紅線保護(hù)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)仍保持穩(wěn)定,“跳躍”效應(yīng)得以延續(xù),且紅線保護(hù)區(qū)生境質(zhì)量和水源涵養(yǎng)領(lǐng)先紅線外的趨勢更加明顯,反映了紅線政策的積極成效。相反地,對土壤保持的保護(hù)成效并不明顯。寧波紅線的政策成效與其“以山為基”的紅線格局和紅線管制的時空銜接密切相關(guān),這可為生態(tài)保護(hù)紅線管理提供啟示。
如何推動劃定、監(jiān)測、管制、調(diào)整等環(huán)節(jié)“同頻共振”,是后國土空間規(guī)劃階段生態(tài)保護(hù)紅線政策的要務(wù),寧波的案例恰恰為此提供了兩重啟示。一方面,因地制宜確立紅線劃定和管控的策略。山地密集城市在紅線劃定上具有天然優(yōu)勢,可優(yōu)先考慮山區(qū)丘陵和遠(yuǎn)離城鎮(zhèn)地帶,避讓平原和集中建設(shè)區(qū),將較獨立的生境地作為潛在紅線保護(hù)區(qū),以維持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。針對平原廣闊的市縣,在劃定上,充分考慮紅線與人口集聚、開發(fā)活動的沖突,減少受人類干擾引發(fā)的紅線破碎化和“開天窗”現(xiàn)象,確保紅線保護(hù)區(qū)系統(tǒng)性;在管制上,除明確生態(tài)環(huán)境準(zhǔn)入清單外,強(qiáng)化紅線勘界定位并埋設(shè)界樁,在現(xiàn)實中發(fā)揮隔離管控的作用。另一方面,推進(jìn)紅線保護(hù)區(qū)內(nèi)外的管控過渡與政策銜接。在紅線保護(hù)區(qū),針對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)由紅線內(nèi)向外“斷崖式”下降現(xiàn)象,嚴(yán)守二元思維的剛性管控制度,在時序上維持紅線保護(hù)區(qū)管制政策的延續(xù)性,保障核心紅線保護(hù)區(qū)的空間一致性和銜接性,促進(jìn)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)穩(wěn)定。在紅線保護(hù)區(qū)外,充分考慮其與紅線保護(hù)區(qū)的生態(tài)功能一體化聯(lián)系,延續(xù)適度限制人為開發(fā)的管控思路,維系紅線區(qū)內(nèi)外生境系統(tǒng)完整性和生態(tài)流連通性;在城區(qū)周圍的紅線保護(hù)區(qū)外圍設(shè)立一定緩沖帶,為紅線內(nèi)外的生態(tài)系統(tǒng)演化與過渡預(yù)留空間,防止城區(qū)生境驟變對紅線保護(hù)區(qū)的直接影響。