“格局-过程-功能”视角下交通生态效应研究进展

杨思琪，朱高儒，刘杰，徐洪磊

交通运输部规划研究院，北京 100028

中国交通运输呈逐年增加的趋势，2020年公路和铁路总里程分别为5.198×10km和1.463×10km（国家统计局，2021），二者客运量和货运量占较大比例，在国民经济发展中的作用日益凸显。交通基础设施建设形式可分为点式、廊道式和面状（陈利顶等，2010），公路和铁路建设工程通常以线状、条带状等形式开展，与油气管道、航道等并称为廊道建设工程（傅伯杰等，2002）。相比其他建设方式，公路和铁路建设具有距离长、覆盖范围广的分布特点，且途经的生态系统类型多样，对生态环境产生复杂的影响，成为生态环境保护领域的研究热点（陈利顶等，2010）。交通基础设施建设是经济高质量发展的关键，其中陆路交通建设是构成综合立体交通网规划的重要基础。2021年国家发布综合立体交通网规划，主骨架布局呈现为“6轴7廊8通道”，实体线网总规模合计约 70万平方千米，其中铁路约20万平方千米，公路约46万平方千米。公路和铁路建设将极大促进社会经济的高质量发展，但其产生的生态环境问题及影响机理仍需要进一步明晰（张景华等，2013；刘志强等，2015）。

公路基础设施建设对自然环境的破坏主要包括土地利用变化、水土流失、植被受损、动物致死、空气污染、水污染、噪声污染等（刘世梁等，2007）。铁路建设产生的生态效应包括隧道建设导致的重金属污染（张营周，2020），以及生态脆弱区内引发的水文地质效应（许模等，2021）。在土地利用方面，公路和铁路造成生境和景观格局的改变，进而影响生态过程（刘世梁等，2013；王晔等，2015）；在生态环境方面，公路和铁路建设导致周边的空气质量下降，增加了水土流失风险，造成下游水质恶化，影响陆地和水生生态系统（包薇红等，2000）。交通生态效应直接或间接地作用于生态系统中的土壤水分、地表温度、土壤温度等，对植被、动物和整个生态系统产生影响（Spellerberg，2002；Szwalec et al.，2020；刘龙等，2012）。在植被和动物方面，公路和铁路可能造成群落结构的改变（Lemke et al.，2019），引发动物道路致死和回避事件，影响动物的迁徙行为，威胁生物多样性保护等（王云等，2010）。

“格局-过程-功能”是景观生态学的研究范式，3个组分之间存在因果关系，共同贡献于人类福祉和社会价值的实现，具有重要的理论意义（Potschin et al.，2011）。公路和铁路构成的交通廊道作为景观中的关键要素，对景观格局的形成及生态系统服务功能具有重要作用（康世磊等，2017；孙然好等，2021）。交通建设的主体部分可视为景观中的人工廊道，其与周边斑块的动态变化深刻地影响了区域的生态过程及功能。借鉴景观生态学研究“格局-过程-功能”理论有助于从景观的角度分析交通建设对生态系统的整体影响，从而在建设前期的规划比选中预测拟建公路和铁路的生态环境影响，促进人与自然的和谐以及社会-经济-自然的可持续发展。本研究基于“格局-过程-功能”的研究范式，在 3个组分下分别分析交通建设产生的生态影响（图1），以厘清不同作用过程下的影响方式，为交通建设的生态环境管理提供科学依据。

图1 “格局-过程-功能”视角下公路和铁路对生态系统的影响Figure 1 Ecological impacts of road and rail on ecosystems under the perspective of “Pattern-Process-Function”

1 交通对生态系统格局的影响

交通建设中公路和铁路往往需要穿越不同类型的生态系统，对沿线区域的生境质量产生重要影响，导致区域生境退化，产生边缘效应等（陈利顶等，2010；韩艳莉等，2019），其对生态系统格局的作用机理可以从两方面阐述，一是对土地利用变化的影响，二是对景观格局的影响。

1.1 对土地利用/覆被的影响

公路和铁路建设对土地的占用直接减少了提供生态功能的土地利用/覆被类型面积。交通建设与土地利用之间存在相互影响的关系，除对占用的土地利用类型造成转变外，对其周围的土地利用转化方式也存在不同程度的影响，而且土地利用的变化可以通过影响人类活动方式对交通设施的建设产生促发效应（Martinez，1996）。研究表明全国高铁建设对耕地和建设用地的轴向变化呈距离衰减特征（何丹等，2021），公路建设是导致有林地向疏林地、有林地到草地转变的主要影响因子（郑钰等，2009）。公路建设对土地利用强度的作用受到类型、距离和时间的影响，等级越高的道路影响范围越大，如京承高速公路的影响范围为3—8 km（唐秀美等，2016），而杭嘉湖平原干线公路建设影响最剧烈的区域在周边200 m处（宋洁，2016）。土地利用与交通之间的相互作用具有反馈关系，其分析方法包括空间分析法和指标体系模型构建法。前者主要通过设置缓冲区分析周边土地利用转移状况（毛蒋兴等，2008；张映雪等，2017）；后者通过计算交通可达性，选择合适的土地利用和交通布局的指标构建指标体系，输入协调模型等分析二者相互作用的协调性，常用的模型有SE-DEA模型（牟凤云等，2020）、耦合协调模型等（黄润森等，2021）。

1.2 对景观格局的影响

交通廊道是景观生态学重要组分之一，具有通道、生境、屏障或过滤的基本功能，对景观中的能量、物质和生物量具有重要作用，同时线路交叉构成的网络对生态系统有复杂影响（Forman et al.，2003；邬建国，2007）。交通建设通过改善社会经济环境，驱动道路结点以及转变周边地区的土地利用，促使景观格局发生变化（刘世梁等，2005）。公路、铁路建设和运营切割了生态系统，导致生境斑块破碎化，且部分阻隔了水平生态流及物种迁移，随时间推移造成整体景观格局的变化（刘佳妮等，2008）。研究通常采用景观格局指数和空间相关分析的方法，基于遥感数据和实地踏勘开展。对中国高铁缓冲区内景观格局变化分析表明，景观多样性指数先增后减，草地和水域复杂程度同样先增后减，建设用地形状逐渐复杂（何丹等，2021）。对公路周边土地利用类型和植被类型进行景观格局指数分析表明，公路建设将导致主要土地类型的优势度下降和复杂度增加（吴旻等，2021）。为识别公路对景观格局的综合影响，刘世梁等（2005）利用景观格局指数、土壤侵蚀指数、脆弱性指数进行综合道路生态风险评估，研究表明道路密度是影响生态风险的重要因素。此外，公路建设作为一种胁迫或干扰对生态网络的构建与优化具有重要影响（刘瑞程等，2019）。

2 交通廊道对生态系统过程的影响

生态系统过程指连接生物及其环境的物理、化学和生物过程，包括养分循环、能量流动以及种群和群落动态等。交通廊道建设和运营对生态系统过程的作用机理可以从以下四方面阐述。

2.1 对养分循环的影响

公路和铁路对生物地球化学循环中碳（C）、氮（N）以及重金属元素循环的影响是交通生态学关注的热点问题之一。其中，对碳循环的影响主要通过基础设施建设和车辆运输活动影响碳源的变化，此外在建设中植被恢复和养护措施可以增加碳汇。交通运输排出的氮氧化物（NO）是主要的环境污染物质，机动车尾气排放中的NO污染是影响交通干线道路空气质量的重要因素之一（黄伟等，2015）。人类活动导致的氮添加显著影响了陆地生态系统的氮循环，促使具有危害性的酸雨和臭氧的形成，并间接加剧了气候变化（张志非等，2020）；同时，活性氮的增加可能会提高区域氮可用性而增加生产力，但超过临界阈值可能对生产力造成负面影响（Hietz et al.，2011；方华等，2006）。对重金属循环的影响研究主要通过测定公路或铁路路侧土壤中的Zn、Cu、Ni、Cd、Cr和Pb总含量及其生物有效性开展。由于重金属存在累积效应，通常两侧区域重金属污染状况需要经过较长时间方会表现显著增加，且受到运营期内交通流量的影响（Różański et al.，2017）。对植物影响的研究发现，尽管交通活动显著增加了植物体内的重金属含量，但植物也会通过积累不同渗透调节物质来抵抗重金属胁迫（李晶等，2019）。对于公路路侧绿化树种，由于不同树种对特定重金属的积累能力具有选择偏向性，在种植时应考虑树种对重金属的抵抗调节能力（张邦裕等，2021）。

2.2 对水土过程的影响

公路和铁路建设通过破坏沿线植被和土壤，改变生态系统结构，使原先水土保持能力强的植被逐渐被不透水路面取代，造成区域的水土流失风险增加（田甜等，2010）。建设施工过程会强烈扰动原生土壤，造成养分流失，通过物理和生物化学作用破坏植被形态和结构，减弱植被冠层对降雨的截留作用、根系对土壤的固定作用以及枯枝落叶对土地的覆盖保护（黄晓冬，2016）。对铁路的土壤侵蚀强度变化的案例研究表明，施工期土壤侵蚀模数较大，且土壤流失量多出现在汛期，植被恢复期较施工期土壤侵蚀模数明显降低（贺俊斌等，2021）。对高速公路不同区域的土壤侵蚀案例研究表明，土壤侵蚀量最大的区域为路基工程区、附属设施区和弃渣场区，其次为施工便道区（於孟元等，2021）。隧道工程的建设过程影响地下水的径流情况和水系统的平衡，导致水位降低，可能引发地表水枯竭，影响工程安全和生态系统水文过程（荆文等，2020）。总体上，目前对水土过程影响机理较为清楚，但对交通建设和运营造成的土壤侵蚀等的定量研究仍需加强（王云等，2006；刘传安等，2015），例如，交通施工一方面使土壤的可蚀性增加，另一方面可能使植被因子的保护作用削弱，双重压力下土壤侵蚀的范围和程度需进一步明晰；在气候变化背景下，极端降雨和交通建设导致的水土流失叠加效应也有待进一步研究。

2.3 对群落演替的影响

生态系统中群落演替的主要变化是物种组成的变化，变化的程度和方向受到其所在环境条件的制约（赵慧等，2007）。公路的景观通道作用有利于入侵种的进入，改变路侧群落结构，并降低群落的整体高度，促使群落发生次生演替（Forman et al.，2003）。对哥斯达黎加采伐区废弃公路不同区域的群落特征研究表明，公路边缘区低矮植被最多，公路建设区多样性最低，但优势种相对重要性最高，保守估计需要 80年方能恢复到与砍伐再生区相近的生物量，而多样性则更难恢复（Guariguata et al.，1997）。加拿大沼泽地公路建设对群落演替影响的研究表明，公路对水文过程具有阻碍作用，造成群落演替变化，莎草（Carex aquatilis）和苔藓（Sphagnum angustifolium）逐步取代黑云杉成为优势种（Bocking，2015）。由此可见，公路建设对群落演替的影响具有长期性和难恢复性。监测表明，经过近 25年的自然恢复，青藏公路沿线高寒草原干扰迹地土壤有机质含量平均减少61.65%，高寒草甸干扰迹地生物量和未干扰自然草甸相比仍有26.6%—66.4%的差距，青藏公路恢复期生态系统变化可为铁路建设提供启示（王根绪等，2004）。

2.4 对动物活动的影响

公路和铁路运营对动物造成的影响主要包括交通运输造成的动物致死，阻隔效应导致的动物种群密度降低、生境破碎化、迁徙行为改变等（王云等，2010）。铁路影响野生动物的方式与公路相似，还包括由于触电等事故引发的野生动物死亡等。研究表明保护区建设带来的游客交通需求增加是造成西班牙加泰隆尼亚地区脊椎动物大量死亡的主要原因，此类事件尤其多发在动物的季节性活动时期与游客旅游旺季较为一致的情况下（Garriga et al.，2012）。此外公路建设也对动植物之间的相互作用产生影响，例如通过阻碍蜜蜂的运动限制其对植物的授粉，且道路宽度的影响更显著（Fitch et al.，2021）。交通运输产生的噪声还会影响动物的行为能力，使动物的活动区域缩小，活动领域被重新划分，导致种群之间的交流减少，动物生境岛屿化，不利于动物的生存与繁殖（唐勤，2013）。也有学者将公路作为动物迁徙行为的影响因素进行分析，研究表明动物的个体重量、群体聚集和觅食习惯可以作为非洲有蹄类动物迁徙反应的预测因子（Duffett et al.，2020）。

3 交通廊道对生态系统功能的影响

生态系统功能是由生态结构和过程产生的各种功效或作用，主要表现在生物生产、能量流动、养分维持等方面。从生物量、生态系统服务、生态足迹角度分析交通对生态系统功能的影响有助于支撑区域生态安全格局的优化。

3.1 对生物量的影响

植被通过光合作用形成生物量是生态系统的重要功能之一。生态系统中可提供生物量资源的类型包括森林、灌木、草地和农田，交通建设直接作用于生态系统类型和质量的转变，从而对生物量产生影响。目前，较多的研究聚焦于植被生物量的估算，测算方式主要有野外调查和遥感评估两种。对鼎湖山自然保护区的植被调查分析表明，紧邻道路两侧群落中的乔木总生物量略高于内部, 表现出边缘的正效应，其原因可能是由于靠近道路，植被生存空间较大而种间竞争较少（周婷等，2009）。然而，对西双版纳区域不同道路宽度的研究表明，地上生物量的差异同时受土地利用类型、道路宽度和植被到边缘的距离驱动，较宽道路的边缘比较窄道路边缘的地上生物量少（Dissanayake et al.，2019）。基于遥感植被指数的评估方法为研究大尺度的交通影响提供可能。对放牧区域的研究表明，随着与公路距离的增加，生物量的影响范围在100 m以内，且随距离增加生物量变化下降（张阳，2020）。铁路对生物量的影响主要是施工期对生产性土地的占用（丁小玲等，2010）。可见，交通建设对周边生态系统生物量的影响因类型、宽度和时间而不同，将野外样方调查和遥感相结合有助于对生物量变化的准确评估与预测。

3.2 对碳固定等生态系统服务的影响

交通建设对生态系统服务影响主要通过改变土地利用方式。研究表明，公路建设永久性占用林地导致森林生态系统的生物多样性保护、水源涵养、固碳释氧、保育土壤等服务功能降低（陈学平等，2012）。通常，自然生态过程形成的边缘效应将有利于生物多样性恢复，从而提高生态系统服务；但在交通干扰区域由于小气候的变化可能会产生相反的效应，这取决于边缘是否为能维持生态过程的动态边缘（刘龙，2008）。道路等级是影响生态系统服务的重要因素之一，通常等级较高的公路影响较大（陈学平等，2012；易浪等，2016）。此外，路侧绿化带建设有助于生态系统服务提升，研究表明较宽的绿化带能提供更多的服务，包括生物多样性维持、空气净化、水质净化、美学价值等（Phillips et al.，2020）。对京承高速公路的研究表明，其生态影响域约为3 km，生态系统服务价值主要由森林、农田和水域生态系统提供，建设后由于耕地的减少和经济林比例的提高，区域生态系统服务价值有所提升（杨光，2012）。对蒙内铁路的研究表明，由于沿线土地利用更多向草地和林地转变，其生态系统服务价值在5年间有小幅提升（张雷，2020）。

碳固定服务与交通基础设施建设关系密切，对公路和铁路周边植被固碳量的研究，有助于平衡和减缓因交通建设和运输导致的碳排放量的增加。不同交通建设形式对碳排放量的贡献通常可采用生命周期法（LCA）进行环境影响分析（Espinoza et al.，2019），生态系统的固碳效应可通过野外调查、遥感指数和模型评估等方式分析。对沪宁G42高速公路沿线区域乔、灌、草固碳量的研究发现，相比灌草而言，乔木单位面积的固碳能力更强，但部分灌木种类固碳能力超过乔木，草本的固碳能力在所有种类中均低于乔灌（Fu et al.，2019）。道路周边固碳量的计算不仅可与碳排放相结合，评估对局地的影响，也可通过与空气扩散模型等结合，揭示碳固定的域外效应，从而为碳排放交易等政策的实施提供更准确的结果。

3.3 对生态足迹的影响

生态足迹（ecological footprint）也称“生态占用”，是指特定数量人群按照某一种生活方式所消费的生态系统功能和服务，在核算中将所需物质转化成生态生产性的土地面积（Wackernagel et al.，1999）。生态足迹法是衡量城市交通发展带来生态环境压力的有效指标（王中航等，2015）。生态足迹法可以定量反映出交通建设和运营中生物资源消费、能源消费以及污染消纳对生态环境所造成影响（宫先达等，2012）。研究发现铁路运输比公路运输生态足迹小，具有更好的生态效率（汪勇，2018）。对宝汉高速生态足迹的研究表明，建成后化石能源燃烧和污染物消纳的增加超过了地类变化导致的生态容量增加，使人均赤字程度加大（宫先达等，2012）。公路建设导致的生态足迹增加可以通过替代性工程减缓。对苏南运河航道整治工程前后的研究表明，工程实施可节约土地资源，提高区域生态容量，提升人均生态盈余（刘玉倩等，2017）。交通生态足迹计算不仅包括直接占用产生的生态足迹，还包括间接影响的能源足迹（Canadell et al.，2007；王中航等，2015）。对中国特大城市研究表明，化石能源间接生态足迹在城市交通生态足迹增长中起主要作用（王中航等，2015）。在传统生态足迹模型的基础上，将生态系统服务价值纳入生态足迹模型，可反映区域人类资源消费对生态系统服务功能的使用（卢小丽，2011）。然而该方法目前较少被用于交通生态足迹的计算。综上，生态足迹法作为一种有效和灵活的评估方法，可在评估生态系统服务价值的基础上进一步区分直接占用足迹和能源足迹，以增强交通生态足迹的实践指导作用。

4 讨论和结论

4.1 景观生态“格局-过程-功能”理念在交通建设中的应用

景观生态学中对“格局-过程-功能”的研究载体是具有异质性特征的斑块镶嵌体，交通基础设施中的线性部分可视为景观中的人工廊道，其与周边斑块的动态变化深刻影响了区域的生态过程及功能。在理论的启发下，国内学者借助该理念研究了不同尺度下城市绿色空间规划的模式和方法（闫水玉等，2018），并对城市绿地系统规划理论进行深化和应用（孙梦琪，2017），使得该理念应用到指导城市空间规划的实践中。陆路交通规划与城市规划和土地利用规划关联紧密，一方面空间规划引导公路和铁路规划，另一方面交通规划及其网络的构建与土地利用产生交互影响，决定着区域的发展方向。因此，“格局-过程-功能”的研究范式可为生态化交通网络构建和绿色交通基础设施建设提供理论支撑。通过分析已建和待建交通廊道范围内景观格局、生态过程以及生态系统功能的变化，可为交通布局和结构优化提供指导。

4.2 廊道关键生态影响识别

在景观生态学“格局-过程-功能”视角下，对3个组分的关键生态效应进行综述，可为交通生态学的研究提供更系统的支撑。交通廊道对格局、过程和功能均产生影响，但其作用机理不同。格局影响主要表现为直接占用导致的生产性面积下降、对周边土地利用类型转化的驱动以及对景观格局的干扰；过程影响主要表现为植物移除造成的植被-土壤-大气连续体的破坏、对动物迁徙等行为造成的影响、改变植被和土壤结构导致的养分流失和水土流失等；功能影响主要表现为生物量的变化、供给和调节生态系统服务价值的减损、生态足迹的变化等。相比施工期，交通基础设施在运营期主要对生态系统过程和功能产生影响，其中对过程的影响主要表现为土壤和植被的重金属累积、车辆运营导致的动物致死和对动物行为的噪声干扰、运输过程中NO增加导致的群落优势种变化等；对功能的影响主要表现为运输过程导致的路域温度增高、风速增大等局地小气候变化。

4.3 交通生态效应减缓措施

随着绿色交通全面推进，在交通基础设施建设的同时越来越注重交通生态保护修复。高速公路建设中进行分层立体绿化修复生态和柔化人工构造物的设计，可以提供自然景观和动物栖息场所（王栋等，2013）。在将植物与边坡防护工程有机结合时尽量采用乔灌草多层次植物搭配栽植，根据不同的坡度，选择合适的植物种类（刘洋洋等，2019）。在边坡生态修复时，因地制宜选用厚层基质喷播、植物纤维毯、植生袋、灌注型植生卷材、三联防护网等生态修复技术实现路域植被恢复。缓解公路对野生动物影响的措施主要包括设置动物隔离栅、上跨式或下穿式动物通道等，在设计动物通道时应注重通道数量、位置、类型、尺寸、表面设计、监测系统和配套设施等方面的参数细化（余小林等，2015）。此外，交通基础设施低碳建造、路域碳汇植被建造、生态敏感区无害化穿（跨）越等技术有助于生态保护恢复。目前国内对交通建设生态效应大多关注交通建设产生的负外部性效应，而较少关注交通设施建设过程中设计优化和保护修复措施产生的正外部性效应。随着技术的进步和监测数据的可用性增强，可以更好地开展对交通建设的综合生态效应评估及其动态变化和预测研究。

5 研究展望

交通廊道的建设对生态系统的影响是多方面的，前人的研究多对景观、植被、动物、水体等生态系统不同对象进行分析，而未从交通干扰对生态系统的作用机制方面进行综述。本研究借助景观生态学研究范式，以“格局-过程-功能”的视角，分析不同方面的生态效应，对未来研究建议如下：

（1）加强交通基础设施对生态系统格局、过程、功能影响的级联分析。已有研究多关注每个组分下的生态效应，缺乏对三者之间相互影响的探讨。未来研究可从交通导致的土地利用变化出发，评估土地利用变化及其与生物/非生物因素结合引起的生态过程变化，以及最终导致的生态系统功能变化。例如，交通建设通过影响地表的入渗和物质迁移导致水土过程的变化，最终影响区域土壤保持服务的供给。

（2）加强交通建设的综合生态效应分析。已有综合效应的研究通常采用指数构建的方式，计算时较多采用经验计算，结果强烈依赖于遥感数据和统计年鉴等数据源的准确性，未与实际情况相结合。未来应加强宏观与微观相结合的生态综合效应研究，深化研究的指导意义。此外，目前交通廊道在建设过程中通常伴有资源节约集约利用和生态保护修复措施，对其产生的正效应需合理量化以衡量总体效应。

（3）加强综合交通网络的生态效应研究。目前研究多集中在公路、铁路单方式单向工程的生态效应，而对廊道内不同方式交通基础设施之间的相互作用，以及交通网络对区域环境的整体分割、对生态系统的动态影响、对动植物生存质量的影响的研究较为缺乏。面向综合交通立体网建设的需要，亟待发展融合多源数据的评估方法，深化交通生态效应机理认识，构建基于空间分析和过程分析的综合模型，评估未来交通建设带来的生态效应，为可持续生态交通的建设提供科学支撑。

致谢：感谢李齐丽提供的生态恢复技术建议；感谢Kevin Wang博士对英文摘要的修改。