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道路网络的快速扩张拓展了人们的生活空间，带来了资源的交流互通，社会经济的迅速发展。但公路交通的广泛使用也使得一些生态环境问题随之而来。由于公路的修建，路网的形成不仅会破坏当地的植被，还会改变原有的景观结构，对生物多样性和生态系统服务产生巨大影响。公路在自然生境中扮演了屏障的角色，隔离物种种群，降低了景观格局的连通性，限制了物种流动，从而降低了基因交流的可能性。长期来看，这种遗传多样性和生态系统连通性的丧失增加了种群的灭绝风险，并降低了它们适应未来全球变化的能力。此外，公路的二次影响对生物多样性和生态系统恢复力造成了更严重的威胁。公路的修建使得人们可以方便进入以前相对偏远的地区，进行狩猎、伐木、旅游、采矿和建设等社会活动，加速了土地利用的变化，进一步导致栖息地丧失和生态系统退化。如，在中非，占道路总长度38%的伐木路带来了不可持续的狩猎和野生动物的大量丧失；亚马逊地区95%以上的森林砍伐、火灾和大气碳排放发生在距离公路50 km的范围[1-2]；刚果伐木道路开通3周后，野生动物的密度下降了25%[3]。
栖息地的破碎化是导致全球物种丧失的主要原因[4-5]。较大的自然生境通常包括更多的生物物种，保持更完整的生态系统过程[6-9]。随着人类活动范围的不断扩张，自然生境正在持续消减，有研究预测几乎所有的原始生境都不可避免变得越来越萎缩和破碎，它们正在成为稀有的景观资源。在欧洲一些国家，几乎不存在距离道路超过1 km的土地；在全球距离公路5 km以上的陆地表面仅占全球总面积的50%，并且这些区域被道路网络割裂成50 000个斑块。当自然生境被隔断成孤岛，将不能完全保有其原本的生态功能。
与此同时，联合国可持续发展目标中也明确提出“扩大公共交通”[10]和“减少自然栖息地的变化，阻止生物多样性的丧失”[11]两大目标，如何平衡不同目标间的冲突是落实可持续发展目标的一大挑战。此外，“2030年有效保护地球上至少30%的土地”这一目标在全球范围内逐渐达成共识。在此背景下，面对交通规模的不断扩张，自然栖息地的持续缩减，现有保护地体系在规模大小、生态系统代表性及连通性存在的不足，未被道路侵蚀的原始自然生境的重要性进一步凸显，这部分区域在未来的保护地体系规划中可作为潜在的储备用地加以考虑。因此，本文引入无路区的概念，并回顾了其起源与发展历程，梳理了其定义和识别方式，总结了其保护价值及意义，并针对目前存在的不足提出了解决方案和展望，以对开启我国无路区的相关研究提供参考。
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无路区的由来可追溯到荒野的概念。荒野是地球上没有被人类活动显著改变的自然环境。在人类历史的大部分时间里也是地球广泛的存在形态。中世纪以前，荒野通常不被认为值得保护，甚至被认为是危险和邪恶的场所，只有摧毁荒野，才能为“文明”社会让路。直到19世纪，才开始通过浪漫主义和超验主义作家和哈德逊河画派被赋予积极内涵并推动逐渐发展成保护运动。20世纪以来，每年大约有40万hm2的森林由于伐木路的迅速扩张被砍伐，森林的迅速萎缩降低了原始森林提供的生态系统服务，随着现存的荒野受到越来越大的威胁，荒野地的识别逐渐引起重视。
1924年，美国林务局在新墨西哥州的吉拉国家森林中划出一片区域，第一个正式的类似于荒野的保护区由此成立[12]，此时的荒野由美国林业局的行政指令认定（部门规章，而非法律文件）。直到1964年，第一部关于荒野保护的法案《荒野法》出台[13]，进一步明晰了荒野的定义并建立了国家荒野保护系统。此外，该法律还指示林务局在过后的10年内对剩余原始生境的荒野潜力进行评估，并就其是否适合指定为荒野向总统提出建议，由此林务局相继开展了3次无路区审查[14-15]。
无路区审查和评估Ⅰ（RAREⅠ, 1971～1973年）使用了一种较为主观的方式对无路区域进行评估，标准来自于林务人员对“荒野质量指数”的估计，包括每个无路区域的自然程度、独处和原始娱乐的机会及生态代表度等，此次调查提供了274个，共计5万km2的无路区清单，向着未知的无路区域迈出了重要一步[16]。如果说RAREⅠ只是对无路区进行清查（而非保护）的初步尝试，无路区审查和评估Ⅱ（RAREⅡ, 1977～1979年）则建立了系统的评估体系并为无路区的保护政策提供了一个总体的框架，调查从无路区的娱乐价值和科学价值两方面着手，对其“荒野属性评级”和“生态系统代表性分析”两个层次展开评估，最终建议将624个，共计6.1万km2的无路区域纳入荒野体系，余下4.4万km2的无路区供进一步规划[17]。然而，美国法院发现，这一结果与国家森林保护法不符，最终确立了4万km2的无路区作为荒野，但仍有5.2万km2的无路区在20世纪90年代一直处于停滞状态。无路区保护在这一阶段取得了一定进展，但也引起了保护主义者更尖锐的批评，认为其在立法阶段的妥协忽略了无路区真实的生态价值[18-19]。
面对无路区保护管理的持续争议，新一轮的无路区保护审查（RACR,1998～2000年）由此展开[20]，这次审查以无路区的生态价值（景观价值、生物价值）作为决策标准，并在审查期间举办600多次公开会议，广泛征求公众意见，最终基于对无路区的科学评估和前所未有的公众支持（几乎全部160万条公众评论都支持无路区保护），农业部林务局于2001年签署了无路区规则，禁止在2 367万hm2(5 850万英亩)已审查的无路区内进行道路建设、木材砍伐，以多用途管理的方式为已审查的无路区提供持久保护。
纵观1971～2000年间无路区的发展趋势，可以看出从RAREⅠ时由林务部门基于自定标准进行估计到RACR依据景观层面和物种层面进行生态价值的定量评估，无路区的审查认定标准逐渐从主观感受转向科学价值的评价。此外，从RAREⅠ时的审查清点到RACR时建议保护全部无路区，标志着对无路区的保护力度和水平在逐步提高。
受美国无路区保护规则的启发，保护生物学（SCB）欧洲政策委员会在2007年正式发起了“无路区倡议”，该倡议的主要目的是强调无路区对生物多样性保护的重要性，以及立法保护无路区的必要性。该倡议已经成为了一项跨地区的活动，除欧洲外，北美州、拉丁美洲以及加勒比地区的保护生物学（SBS）政策委员会也加入其中，而其更大的目标是将无路区纳入国家和国际的政治议程，以政策分析为基础，从中提取与其他环境政策目标一致的建议，并为这些建议付诸实践提供指导。
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近年来关于无路区的研究不断涌现，由于研究区域与尺度的不同，无路区的概念也被赋予了不同的内涵。《无路区规则（2001）》[21]中的无路区是指美国森林系统中没有建设道路的土地，这些土地可作为潜在的荒野或其他类型的保护地进行保护。多数研究承袭了无路区规则中的理念，并在此基础上进行了扩展，将特指森林系统中的无路区推广到了其他生态系统类型。如DELLASALA[22]认为无路区是没有建设公路的相对较大的区域，这些区域提供了生物的避难所，众多的生态系统服务，而这些服务在建设公路的景观中并不那么容易获得。REE et al[23]指出无路区是没有未被公路改变的土地，包括受人为干扰水平较低的自然和半自然生境，在此区域内广泛的生态过程得到保护。但在欧洲一些国家，由于道路侵蚀的加剧，交通基础设施已经造成了欧洲自然生境的严重破碎，因此衍生出了“无路和低交通区域”（没有道路或交通量较少的区域）这一概念来代表受人类干扰较小的自然栖息地和生态系统，如SELVA et al[24]在对欧洲的研究中指出无路区是指没有任何道路的相对较大的区域，低交通区是指交通强度低于一定阈值的区域，两者都代表了相对未受干扰的自然栖息地和生态过程正常运行的生态系统。
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无路区的识别与制图是开展相关研究的首要步骤。只有在识别无路区的基础上，才能明确无路区的空间边界，从而开展后续研究，制定保护管理的策略。最早的无路区制图始于20世纪70年代美国的无路区清查活动，林务人员依据评估准则将符合荒野标准的无路区域登记在册。此后，随着空间技术和信息技术的发展，无路区的识别与制图多使用空间技术加以辅助。当前，最常用的方法为通过缓冲区分析确定道路及其影响范围，将其去除后保留大于一定面积的自然斑块，一些研究中也会将交通流量、夜间灯光等人为因素纳入考量，在参数选取中，多数研究选择使用1 km道路缓冲区，4.05或20.24 km2的面积阈值，但其识别标准（面积大小、交通流量、缓冲区带宽等）由于研究区域内背景条件的不同会有所差异，也有部分研究选取其他参数作为识别标准，如，在德国选择100 km2作为面积阈值；在希腊指定距离道路1 km以上，面积大于1 km2的区域作为无路区。因此无路区的边界范围并没有全球统一的界定，见表1。
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考虑到无路区尚未得到立法层面的正式保护，关于无路区规则的挑战持续不断，因此为进一步争取对无路区保护的支持，已有各国学者对无路区的保护价值从不同角度展开论证。
无路区的存在可为本地和濒危动植物物种提供避难所[31-32] 作为天然屏障阻止害虫和入侵物种[33-36]，帮助物种适应气候和景观变化带来的新环境。有研究对濒危及受威胁物种与无路区进行一致性分析发现，超过25%的无路区位于全球或区域的重要生态重要区内，77%的无路区有保护受威胁物种的潜力[24]。无路区可以保护更广泛的土地覆盖类型和海拔范围，尤其是那些在保护区中代表性不足的中低海拔地区，这些区域被认为是仅存的未被人类活动改造的具有较高生物多样性的区域[33, 37-38]。森林的丧失和破碎化已被证实会减少哺乳动物的多样性并增加病毒宿主动物的种群密度，而相对完整的无路区域降低了触发疾病的风险[38-39]。
无路区可为公众提供多项生态系统服务。这些服务包括水资源调节和供应，侵蚀控制、空气质量、气候调节、娱乐、教育和科学价值等。比起人类活动密集的区域，自然生境中广泛分布的原始植被类型可以持续提供更为清洁的优质水源[40]，更为稳定的碳固定功能[41]，也可以减少泥沙流失，从而调节土壤侵蚀。在气候变化的背景下，由于人类活动已经支离破碎的生态系统将更容易受到气候变化的威胁，而大面积的完整自然生境则能更好地抵御和恢复气候变化的影响[1, 42-44]。此外，无路区还为户外休闲活动提供了机会，如，徒步、露营、钓鱼和野生动物观察活动等[45]。
无路区对维持生态系统完整性和连通性也至关重要。无路区可以缩短保护区之间的距离并创建一个更均匀分散的保护区系统，这有助于降低综合体之间的隔离程度，并为物种在这些生态系统间移动创造了可能[43, 46-50]。大型、连接良好的斑块可以通过毗邻保护区或者建立保护区间的廊道来创建更大、更聚集的保护地“补丁”来增加保护地体系连通性[37]，小型、孤立的无路区也很重要，它们可能包含稀有物种、现有保护地体系下代表性不足的栖息地类型，也有可能作为“垫脚石”将当前的保护区连接到整个景观中[51]。
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在各方关于是否保护无路区此消彼长的争议和博弈声中，无路区及其相关研究迎来了蓬勃的发展，其对维持生物多样性，生态系统服务和生态完整性的重要作用得到了大量论证。对无路区保护价值的广泛研究已为其保护前景提供了坚实的理论基础，但当前对无路区的研究尚只停留在对其保护必要性论证的层面，对于如何保护及具体实施框架等一系列关键问题尚未开展深入研究，具体包括如下3个方面。
（1）目前在无路区的识别中以考虑等级公路为主，忽略了等外公路及铁路航道等交通基础设施的生态影响，对无路区存在一定程度的高估，实际存量应远小于现在的结果。在未来的研究中，应结合数据可得性，将以上基础设施充分纳入考虑。
（2）在无路区的制图中设定参数时，如缓冲区带宽和面积阈值的设定，往往忽略了不同区域、地形和生态系统类型等影响因素的差异，而只采用相同的参数；此外，在不同研究区域中，参数的设定存在着一定的主观性，即使是同等级同尺度的研究对象也会存在较大的差别，不具备横向可比性，为整合无路区的保护框架带来了一定困难。
（3）无路区以其较高的自然度和完整性可作为自然保护地体系的有力储备，但将当前评估方法下识别出的无路区域全部纳入保护地体系不具备现实可行性，可从其生态自然度、景观完整性、生物多样性、生态系统服务功能等角度入手，评估其生态价值，针对不同的管理目标，指导优先保护无路区域的选择。
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我国的无路区研究尚处于起步的阶段，但近年来得到了越来越多的关注。沙琢等[52-54]于1997年开启了国内对荒野管理的探索，随后有很多学者从美学、哲学、文学等视角对荒野进行了描写与研究，但这一阶段的研究多关注原始生境的非科学属性，而对于实践所需的生态价值关注不足；而后曹越等[55-57]从总结国外保护实践入手，开始了对荒野本土化的探索，并基于荒野度指数第一次绘制出了基于荒野连续谱的中国荒野地图，黄梦娜等[58]利用道路网络刻画了我国陆表景观破碎的格局特征，并对道路切割而成的无路斑块进行了统计分析。这些研究大大推动了国内对原始自然生境的关注，加深了公众对原始生境的认知，但当前对于一些关键性的问题尚无法回答，如我国现存的无路区域还有多少？ 如何平衡可持续发展目标中“改善交通”与“减少自然栖息地退化”的矛盾与冲突？
近年来我国大力推进生态文明建设，开展了一系列开创性的工作，提出了一系列新理念新战略。虽未直接提出关于“无路区”的具体概念，但其尊重自然、顺应自然、保护自然的生态文明理念，以及以“自然保护地体系改革”“生态保护红线”[59]“双重规划”为代表的保护举措均与无路区保护的理念内核存在耦合。《关于建立以国家公园为主体的自然保护地体系的指导意见》[60]中提出在科学划定自然保护地类型时，需参照自然生态系统的原真性、完整性、系统性原则，这与无路区的生态属性不谋而合。《全国重要生态系统保护和修复重大工程总体规划》[61]以统筹山水林田湖草一体化保护和修复的主线目标与无路区的保护存在交叉重合。划定生态保护红线时，以生态完整性为原则，以优化国土空间开发格局为目标，为无路区的保护提供了宏观框架和政策指导。以上生态战略的制定和实施都为我国无路区的研究工作的开展提供了难得的契机。
国外已有经验对我国开展无路区及其相关研究具有重要的借鉴意义。在生态文明建设整体布局和“2020年后全球生物多样性框架”的时代背景下可从以下方面推动无路区及其相关研究的发展：1）可从生态价值、文化服务价值等多元视角综合评估我国无路区的保护价值；2）明确我国无路区存量，识别其分布格局；3）识别无路区中的关键区域，指导确立保护优先区域，并为公路网络优化布局提供参考；4）还应制定无路区保护策略，从管理实践层面将无路区纳入自然保护地体系。
无路区概念、识别与保护价值研究进展
Research progress on the concepts, identification and protection value of roadless areas
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摘要: 道路网络在促进社会经济资源流通的同时也不可避免的对自然生态系统、野生动植物物种及栖息地造成破坏、割裂和污染等负面影响。随着道路网络的不断扩张，原始的自然生境正在持续消减，无路区（即没有建设道路或未受道路影响的区域）的理念日益受到关注，但当前国内对于无路区的研究还相对空白。文章以国内外相关研究为基础，回顾了无路区的起源与发展历程，梳理了其定义和识别方式，总结了其保护价值及意义，并针对目前存在的不足提出了解决方案。这为开启我国无路区的相关研究提供了理论支撑。Abstract: Road networks promote the flow of resources and socio-economic development, however, they also inevitably cause damage, fragmentation, pollution and other negative impacts on natural ecosystems, wildlife and their habitats. With the continuous expansion of the road network and the rapid loss of pristine natural habitats, the concept of roadless areas (i.e., areas without roads building nor influencing) is receiving an increasing attention. However, few researches are carried out on roadless areas in China. Therefore, based on the relevant domestic and international studies, the origin and development of roadless areas is obtained, and the definition and identification criteria is clarified, the conservation value and significance is summarized, and some solutions for the current shortcomings are proposed in the end. This paper provides a theoretical support for the relevant research on roadless areas in China.
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表 1 无路区及其相关概念的认证标准
名称 地区 标准 指标 Inventories roadless areas.2001[25] 美国 有无公路；
面积大小无
≥20.24 km2Interim Management of
Inventoried Roadless Areas.2001[26]美国 有无公路；
森林覆盖规模无
≥4.05 km2Last of the wild.2002[27] 全球 面积大小；人口密度；
距道路、航道、海岸线距离；
夜间灯光指数>5 km2；
从0到>9.5人/km2分10类；
距道路>2km；距航道、海岸线>15km；
夜间灯光从0到>89分为4类Unfragmented areas by traffic.2008[28] 德国、捷克 面积大小；
公路使用强度＞100 km2；
交通量<1000辆/天Roadless areas.2012[24] 全球 距道路、铁轨或航道水系距离 距道路>1 km、距铁轨或航道10 km Roadless area.2016[29] 全球 距道路距离；
面积大小距离道路>1 km
面积>10 km2/100 km2Untrodden Mountains.2021[30] 希腊 距道路距离；
面积大小距离道路>1 km；
面积大于1 km2
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