旅游與生態共生演進模式與生態安全判定
——以國家重點生態功能區安徽省黃山區為例

袁宏瑞，王 群

（安徽師范大學地理與旅游學院，安徽蕪湖 241002）

引言

旅游被認為是實現“綠水青山”向“金山銀山”跨越的重要載體和實踐范式[1]。但與眾多產業形式相似，旅游與生態之間也存在著對立統一的二元矛盾關系[2]。黨的十八大以來，國家高度重視生態文明建設。如何在保障生態安全的前提下，促進旅游產業發展，實現人與自然和諧共生，是當前旅游地和旅游產業發展的重要任務。共生概念源于生物學，最早由德國真菌學家Heinrich Anton de Bary 于1879 年提出，指不同種屬生物生活在一起，后逐漸發展為兩個有機體的互利狀態，不同物種間的互利、共棲、寄生等關系[3-5]。現代社會中人與人之間、人與自然之間結成了一個相互依賴的共同體，推動了共生理論在社會學研究中的應用[6]。1998 年，我國學者袁純清將共生理論引入社會科學領域，構建了以共生單元、共生模式、共生環境為要素的共生系統[7]。2001年，共生理論開始被引入旅游學研究[8]。

目前，國內外學者對共生理論的旅游學研究主要集中于旅游利益相關者、旅游區域、旅游與其他產業共生等方面。其中，利益相關者共生主要關注多樣化共生關系的構建與利用。政府旅游部門與地方社區之間存在基于旅游規劃合作的共生[9]；旅游經濟業態的消費者、供應商、競爭者、互補者之間因共享價值鏈而共生[10]；旅游企業之間擁有交流與協作的共生關系[11]；旅游地的政府、游客、企業、居民等多元主體之間存在著非對稱、非均衡的共生網絡[12]。旅游區域共生較多關注旅游地之間的競合發展。跨省市行政邊界的旅游經濟開發區也會存在具有空間聯系的共生關系[13]；在經濟開發區內部，不同子區域的旅游發展程度不同，構成了具有多層次、多目標的復雜多中心共生網絡[14]；子區域在整體的共生網絡中互相競爭、博弈與合作，通過積極引導，有利于促進整體的共生發展[15]。旅游與其他產業方面共生主要關注產業的可持續發展。旅游業與農業的共生對于增加農戶收入具有一定的支撐作用，但邊際效應遞減[16]。旅游業與交通業互為基礎，共同促進，如果建立積極的共生關系，有助于實現兩者共同可持續的發展[17]。旅游業與文化產業之間互相滲透，共生的基礎較扎實，如果合理開發，將發揮更全面的積極共生效果[18]。總體看來，旅游的共生研究較多關注同類型主體之間的共生關系研究，對不同類型主體之間共生關系的探索較為不足。

旅游與生態的共生是經濟產業與自然環境兩種不同類型主體之間的關系，反映了人與自然和諧相處的發展狀態，是當前“兩山理論”指導下旅游發展的首要原則與最高追求。兩者共生關系的構建主要基于4 個方面：多層次主體之間的多元伙伴關系、旅游與生態開發中的社區參與、生態為旅游提供的健康服務、生態的研究與知識教育[19]。利益主體方面，生態旅游的發展實現有賴于政府、旅游企業、旅游者、當地社區、學術界、志愿部門、保護機構和媒體8 個受益主體之間的共生關系建立，通過利益主體之間的權責均衡，進而實現基于社會關系的旅游與生態的共生[20]。旅游開發方面，生態空間內的建設為社區提供了更多的就業崗位，旅游的基礎設施建設也有助于減輕生態自然災害的破壞性。同時，生態為旅游提供更多開發資源的同時，旅游帶來的經濟收入也增加了對生態保護的投入，形成了基于經濟關系的共生[21]。健康服務方面，生態環境有助于提高旅游者的健康與福祉，旅游者也會傾向實施保護和維持生態的行為，構建基于健康的共生[21]。生態教育方面，自然生態為游客提供了生態教育的環境基礎，增強了游客的環保意識，進而實現對生態的進一步保護，產生了基于知識共享的共生[22]。但目前對旅游與生態共生關系的研究多為定性描述，對兩者共生機制與內涵的定量闡述有待進一步加強。

旅游生態安全概念從生態安全概念衍生而來[23]。良好的旅游生態安全狀態是指，在一定時空范圍內，旅游業與生態均處于持續良性發展狀態，兩者關系平等互利、健康協調[24]，目前已成為國內外學者、政府和企業關注的熱點問題。旅游生態安全水平的高低取決于旅游與生態關系的優劣程度[25]，國內已有學者對旅游業與生態環境、旅游業與生態文明建設等互動關系展開論證和研究[2,26-27]。因此，基于共生視角定量測度旅游業與生態處于何種共生模式與共生度，可以量化兩者關系的優劣程度，進而為旅游生態安全狀態判定提供新的思路。本文基于共生理論構建旅游與生態共生研究框架，選取國家重點生態功能區安徽省黃山區為案例地，探討其旅游與生態共生演進模式，并對旅游生態安全狀態進行判定，揭示旅游生態安全狀態成因，為黃山區改善旅游發展與生態建設的關系、優化旅游生態安全狀態提供參考。

1 旅游與生態共生理論框架與指標體系構建

1.1 理論框架構建

共生單元、共生模式和共生環境是共生系統的3個基本要素。共生單元是指構成共生系統的基本單位，依托共生界面，即相互溝通的媒介或接觸介質，進行相互影響與作用。單元間不同的相互作用方式與程度決定不同的共生模式及其優劣程度，單元外部資源與環境構成共生環境。共生模式不僅反映共生單元之間的生產和交換關系，而且體現了共生單元和共生環境之間的相互作用和影響[7]。綜合已有研究成果，共生模式可歸納為互利、偏利、偏害、寄生和互害5種[28-29]。

旅游業與生態之間具有天然的對立統一的二元矛盾關系[2]。旅游業與生態可以被視為在旅游地這一共生環境中共存并相互影響的兩個共生單元，平等共享旅游地的自然、社會空間與資源。兩者間存在積極與消極的相互作用，其內部的合作與競爭機制構成共生界面，外部的自然、社會空間與資源構成共生環境。生態是旅游業發展的重要資本，良好的生態環境是重要的觀光風景和開發資源，可以支撐旅游業的發展[30]。而嚴格的生態政策，會限制旅游開發的方式和空間，導致旅游發展權受限[31]。旅游開發是生態資源轉化為經濟效益的重要方式，旅游業發展可以為生態發展提供更多的資金基礎，為了保障旅游業發展，人類會投入資金支持和人力支持治理和改善生態狀態。但伴隨旅游業發展，也會帶來一定的損害，旅游業造成的環境污染、擠壓侵占生態空間等問題對生態安全狀況造成威脅，而惡化的生態環境會阻礙旅游業的進一步發展[2]。

旅游與生態之間積極或消極作用的相互作用分別形成了正向或負向的“旅游受力”和“生態受力”，受力方向的不同組合形成了不同的共生模式[32]。當旅游與生態均受正力，則彼此正向作用，處于互利共生模式。當旅游受力為負，生態受力為正，則旅游正向作用于生態，而生態負向作用于旅游，處于生態寄生模式；當旅游受力為正，生態受力為負，則生態正向作用于旅游，而旅游負向作用于生態，則處于旅游寄生模式。當兩者均受負力，則彼此負向作用，處于相互損害模式。同時，理論上存在兩者間無作用的情況：當旅游受力為0，生態受力為正，則旅游正向作用于生態，而生態對旅游不作用，則處于生態偏利模式；當生態受力為0，旅游受力為正，則生態正向作用于旅游，而旅游對生態不作用，則處于旅游偏利模式；當旅游受力為0，生態受力為負，則旅游負向作用于生態，而生態對旅游不作用，則處于生態偏害模式；當生態受力為0，旅游受力為負，則生態負向作用于旅游，而旅游對生態不作用，則處于旅游偏害模式。旅游生態安全水平的高低取決于旅游與生態關系的優劣程度[28]。基于旅游與生態不同的受力程度，可進一步衡量同一共生模式下共生關系的優劣程度，即共生度[29]，進而刻畫更加細致的旅游生態安全狀態。共生度越高，兩者共生關系越優，旅游生態安全狀態越好（圖1）。

1.2 指標體系構建

圖1 中，旅游業發展質量水平（tourism development quality level，T）主要指旅游業發展產生的社會經濟效益與生態效益的綜合水平[33]，體現旅游共生單元的狀態水平。本研究選取游客規模（旅游接待量、旅游人數增長率、游客密度）、旅游市場消費水平（旅游收入、旅游收入增長率）、旅游地接待能力（A級景區數量、星級賓館總數、客房數、床位數）、旅游業污染排放（旅游業廢水排放量、旅游業廢氣排放量、旅游業固體廢棄物排放量）、城鎮化率進行綜合衡量。生態水平（ecological level，E）指生態系統中植被、水質、大氣等的綜合水平[34]，體現生態共生單元的狀態水平。黃山區以生態旅游為主，對水域的污染主要為生活污水和商業污水，且為響應生態大市建設、新安江綜合治理等政策要求，黃山區持續強化項目環境管理、污水處理設施建設，水域污染防治能力大幅提升，水環境質量常年優良。而隨著旅游開發帶來的空間建設與改造，導致植被與空氣質量變化較明顯。因此，本研究選取森林覆蓋率、空氣環境質量優良率、自然保護區覆蓋率、建成區綠化覆蓋率4 個指標作為衡量生態水平的敏感性指標。資源與環境容量水平（resource and environmental capacity，C）是旅游業與生態競爭的資源與環境基礎的狀態[35]，體現共生環境的狀態水平。水資源是生態系統更新循環、人類社會生產生活所依存的重要資源，森林、濕地、綠地和耕地是生態空間承載與生物多樣性維護的重要載體，同時，黃山區作為典型的自然觀光旅游地，森林、濕地、綠地和耕地也是重要的旅游觀光資源與旅游空間載體。因此，本研究選取人均水資源、人均森林面積、人均濕地面積、人均綠地面積和人均耕地面積5 個指標進行衡量。同時，人類采取的積極措施，如資金響應（環境保護政府支出）、人才響應（職校旅游人才數量）、行為響應（人工造林面積、生活垃圾無害化處理率）等會對資源與環境容量進行擴充。因此，采用綜合資源環境現狀和人類響應來衡量資源與環境容量水平。

圖1 旅游與生態共生理論框架Fig.1 The theoretical framework of tourism-ecology symbiosis

兩個指標之間的相關系數，反映了其相關性；系數越大，反映兩個指標的信息相關性就越高。為了避免指標反映重復信息，選擇自相關分析進行原始指標篩選，運用SPSS 19.0 軟件進行各準則層內26個指標間的Pearson相關性分析，將相關系數大于0.8的指標選擇性刪除[36]，并利用標準化處理與熵值法確定指標權重，最終構建評價指標體系如表1所示。

表1 旅游與生態共生評價指標體系Tab.1 Evaluation index system of tourism-ecological symbiosis

2 研究區概況、數據來源與研究方法

2.1 研究區概況及數據來源

黃山區地處安徽省黃山市，總面積1775 km2，境內山脈縱橫、峰巒密布，森林覆蓋率達80%，空氣質量優良率達94%以上，主要河流水質優于Ⅲ類水質標準，飲用水源水質全年達標率為100%。1996年，黃山區被國家環保局批準為全國唯一的旅游型生態示范點，目前是國家級生態示范區、全國水土保持示范區、國家重點生態功能區。生態是黃山區的生存之基、發展之本，“生態立區”已成為發展共識。黃山區旅游資源豐富，擁有世界文化與自然雙遺產黃山風景區，國家濕地公園太平湖，4A 級旅游景區翡翠谷、九龍瀑等。截至2021 年，黃山區共有A 級以上景區7 家，其面積約占黃山區總面積的27%，且目前已基本實現由景點旅游向全域旅游的轉型。隨著省級特色旅游名鎮、特色旅游名村、休閑旅游示范點等的創建，旅游產業布局幾乎輻射全區。2005—2019年間，旅游收入在黃山區生產總值中的平均占比達70%，旅游業是黃山區最大的特色產業和經濟來源，“旅游興區”成為全區發展目標。旅游作為具有較強關聯性的綜合性產業，結合“旅游+”和全域旅游背景，通過住宿、餐飲、購物、娛樂、交通等諸多要素對黃山區自然生態產生深刻影響。近年來，黃山區編制出臺了《黃山區“十三五”生態建設和環境保護規劃》《黃山區綠色發展行動實施方案》，積極開展太平湖生態環境保護專項工作，強力推進綠色質量提升行動和千萬畝林增長工程，致力于探索黃山區可持續發展的路徑。《黃山區國民經濟和社會發展第十四個五年規劃和二〇三五年遠景目標綱要》進一步提出，通過旅游開發加快生態產品價值轉化，以黃山和太平湖景區為兩大重要經濟增長極，并進一步強化旅游輻射效應，形成以生態為本底的兩大發展組團，帶動黃山區社會經濟全面發展。如何處理好旅游發展與生態保護的關系，是黃山區“既要綠水青山，又要金山銀山”面臨的關鍵問題。本文研究數據來源于2005—2019年《黃山區統計年鑒》《黃山市統計年鑒》《黃山區國民經濟和社會發展統計公報》《黃山市生態環境狀況公報》等。

2.2 研究方法

2.2.1 共生單元水平測度

得到各指標的無量綱標準化值以及權重系數后，采用線性加權法[45]計算出旅游業發展、資源與環境容量以及生態水平的基本指數，通過基本指數值反映三者的狀態水平，計算公式如下：

式（1）中，Zi是第i年旅游業發展質量、資源與環境容量和生態水平指數值，m 為指標數量，x′ij是第i年份第j項指標的標準化值，wj是第j項指標的權重。

2.2.2 Lotka-Volterra共生模型構建

種間競爭分析可以較為完整地對共生單元之間及其與共生環境之間的關系進行刻畫。其中，由Lotka 和Volterra 于20 世紀40 年代提出的Lotka-Volterra模型奠定了種間競合動態關系的理論基礎[46]，該模型強調兩個物種之間對有限資源的競爭，并解釋了種間競爭的結果以及種間的多種關系，是一種在資源有限條件下研究兩個物種之間相互作用的數學模型[47]，其基本形式為：

假設有S1、S2兩類種群，則：

式（2）和式（3）中，r1、r2分別為種群S1、S2的增長率；N1(t)、N2(t)分別為種群S1、S2的現存數量；K1、K2分別為種群S1、S2的環境容納量；α為種群S2對S1的競爭強度系數；β為種群S1對S2的競爭強度系數；t為時間；α、β符號可正可負也可為0，分別代表侵占對方容量狀態、擴充對方容量狀態、無影響狀態。

該模型對共生理論的社會化發展產生了重大影響。已有學者將其應用于林業[48]、煤炭產業[49]、物流業[50]、城鎮化[35]等領域的共生研究，而對旅游業相關問題的共生研究相對較少，且集中于區域旅游競合[51]、旅游與城鎮的共生研究[47]、旅游市場競爭研究[52-53]、地區間旅游流量的動態研究[54]，缺乏對旅游與生態的共生研究。而旅游與生態的共生關系類似于Lotka-Volterra模型所描述的種間競合關系，因此本文引入Lotka-Volterra 模型，以測度旅游與生態的共生關系。其具體形式為：

式（4）和式（5）中，rF、rE分別為旅游業、生態的內在增長率；F(t)、E(t)分別為旅游業發展質量水平指數、生態水平指數；C為資源與環境容量指數；α為生態對旅游業的競爭強度系數，α＞0 表示生態建設侵害抑制了旅游業發展，α＜0 表示生態支持了旅游業發展，α=0 表示生態對旅游業無影響；β為旅游業對生態的競爭強度系數，分析同理。

為計算出α、β值，選取K為時間變量進行離散化處理，假定第k年附近，環境容量、競爭強度系數為常數，處理如下：

式（8）和式（9）中，

2.2.3 共生模式判定及旅游生態安全判據

對比發現，競爭系數與受力系數含義相反，即旅游對生態的正向競爭表示生態受到旅游的負向作用力，其他情況同理。因此，以競爭強度系數α、β的相反數作為旅游業受力指數SF(k)與生態受力指數SE(k)：

為進一步判定旅游生態安全，對兩者共生度進行測度。比較發現，均值不等式對于共生模式優劣程度的測度具有較強的適用性[32]。

（1）均值不等式在運算中要求兩數值不同時為0；而在共生中，如果兩共生單元受力指數同時為0，則兩者沒有關系、互不影響，共生關系不存在，因此，受力指數不同時為0，均值不等式符合要求。（2）均值不等式具有上限值 2 、下限值- 2 ，可以將共生關系映射到一個閾值[- 2, 2]，便于共生關系的定量評判。（3）均值不等式中，當兩數值為正，且越接近相等，則越趨近于不等式的最大值；共生中兩共生單元受力系數為正，反映兩者互相支持，且支持水平越接近，則越接近最佳共生模式。因此，均值不等式與共生相一致，反之同樣成立。

依據均值不等式：

對于實數SF(k)、SE(k)，有

依據旅游業、生態受力指數構造旅游與生態共生度指數S(k)，作為判定旅游生態安全狀態的綜合特征指數：

基于上述研究方法，對旅游與生態的共生模式及旅游生態安全進行判定：若生態與旅游業受力指數均為正數，則表示旅游與生態相互支持促進，其共生度達到（(-1, 2]，因此，兩者處于互利共生的安全狀態；若生態受力指數為正、旅游業受力指數為負，則表示生態寄生于旅游，即生態建設抑制了旅游業發展，當生態對旅游的抑制程度不及旅游對生態的增益程度，則兩者共生度介于（0，1），共生度較高但并不穩定，此時處于旅游敏感的生態安全狀態；一旦旅游業繼續受損，受損程度超過其對生態的增益程度，共生度將落入（-1，0），生態安全轉為旅游風險狀態；這一狀態若持續，生態與旅游業受力指數均降為負數，兩者共生度跌入[- 2 ，-1），兩者處于相互損害的危險狀態；若旅游業逐步恢復獲得弱利寄生于生態，旅游生態安全將擺脫危險狀態，但由于生態未有好轉，共生度介于（-1，0），旅游生態安全仍面臨生態風險狀態；人類若能意識到這一現狀并對生態進行積極響應，則可能使生態受害程度減小，而改善的生態會反饋支持旅游業發展，兩者共生度提高至（0，1），旅游生態安全從生態風險區跨越至生態敏感區，并有機會進入安全狀態[36]。其中，當旅游業受力指數為0，生態受力指數為負數，則共生度為-1，此時生態受損、旅游不受影響，處于生態偏害模式，反之，則為旅游偏害模式；當旅游業受力與生態受力處于同一水平且符號互異，旅游與生態共生度為0，處于敏感狀態與風險狀態的分界線，因此，將S=0 作為旅游生態安全底線；當旅游業受力指數為0，生態受力指數為正數，則共生度為1，此時旅游不受影響、生態獲利，處于生態偏利模式，反之，則為旅游偏利模式；因此，當S≥1時，旅游與生態至少一方獲利且另一方不受損害，因此，將S∈[1, 2]作為旅游生態安全閾值帶（圖2）。

圖2 旅游與生態共生模式及旅游生態安全判定框架Fig.2 The theoretical framework of the model of tourism-ecology symbiosis and the determination of tourism ecological security

3 結果分析

3.1 旅游業與生態水平分析

根據基本指數計算公式，得出黃山區2005—2019 年旅游業發展質量水平指數（T）、生態水平指數（E）和資源與環境容量水平指數（C）（圖3）。

圖3 黃山區旅游業發展質量與生態水平測度結果Fig.3 The measurement results of tourism development quality and ecological level of Huangshan district

3.1.1 旅游業發展質量水平指數

旅游業發展質量水平指數呈現V 形曲線演變趨勢：2005—2014 年呈現波動下降趨勢，2014 年達到最低值，2014—2019年整體呈現上升趨勢。旅游業發展質量水平是社會經濟效益和生態損益的綜合體現。早期旅游業多以粗獷形式發展，旅游業發展追求社會經濟效益而忽視了生態效益，旅游業廢水、廢氣、固體廢棄物排放量大幅增多，并分別在2010 年和2014 年達到最高，且污染物處理效率不高，致使旅游業發展質量較低，其質量水平指數由0.6555 下降至0.2824。2015—2019 年，黃山區規范了旅游開發方式，旅游社會經濟效益雖提升較少，但其間要求并開始整治太平湖周邊高污染、高排放的項目、酒店，旅游業廢水、廢氣和固體廢棄物排放量逐漸下降，旅游業得到了提質升級，其質量水平指數呈現上升狀態。

3.1.2 資源與環境容量水平指數

資源與環境容量水平指數呈現臥S形曲線演變趨勢：2005—2008 年整體呈現下降狀態，2008—2014年呈現波動上升狀態，2014—2019年呈現下降狀態。旅游業發展帶來的旅游紅利，使外出務工人員減少，外來務工人員增多，人口增幅超過森林、濕地、耕地面積增幅，致人均森林面積、人均濕地面積、人均耕地面積不斷下降；隨著可持續發展戰略的普及，2009年黃山區率先開展綠色質量提升行動和森林質量提升行動，此后人工造林面積與環境保護政府支出不斷增加，并分別在2012 年與2014 年達到最高值，擴充了旅游業與生態共生的資源與環境容量；2014年后，人工造林面積逐漸下降，水資源總量下降，致使資源與環境容量指數下降。

3.1.3 生態水平指數

生態水平指數呈現倒U形曲線演變趨勢：2005—2014年呈現緩慢上升狀態，2014—2019年呈現波動下降狀態。黃山區生態基礎較好，政府重視程度較高，且2005—2014年間，旅游業發展整體較為緩慢，對生態的資金支持強于對生態的競爭侵占，處于生態可承載范圍內，因此，生態增益強于生態受損，且人為的積極響應使自然保護區面積、森林覆蓋率整體呈現平穩上升狀態，生態資源結構和森林生態涵養功能得到增強。2015 年后，隨著旅游業穩步擴張，旅游度假中心項目、休閑設施、騎行廊道等開發建設對生態空間形成擠壓侵占，自然保護區面積占比、建成區綠化覆蓋率呈現下降狀態，生態承載壓力超過自身承載能力，生態水平整體降低。

3.2 旅游與生態共生演進模式分析

根據基本指數計算結果和受力指數計算公式，得出2006—2018年黃山區生態受力指數、旅游業受力指數與共生度指數，進而對2006—2018年黃山區旅游與生態共生演進模式進行分析，并依據生態受力指數、旅游業受力指數的正負演變，將黃山區共生模式劃分為三段式演進特征（表2）。

表2 黃山區旅游與生態共生演進模式與旅游生態安全狀態Tab.2 The evolution model of tourism-ecology symbiosis and ecological security state of Huangshan district

3.2.1 旅游寄生轉互利模式（2006—2007年）

2006—2007年間，旅游與生態共生模式由旅游寄生轉為兩者互利共生。2006年，旅游業受力指數為0.957，而生態受力指數為負值-5.481，即生態正向作用于旅游業，而旅游業負向作用于生態，表明旅游業發展損害了生態環境，旅游業寄生于生態。2007年，旅游業受力指數為0.696，生態受力指數回升至正值0.770，旅游業對生態由負向作用轉為正向作用，表明旅游業由抑制生態轉為支持生態，同時生態環境支持了旅游業的發展，兩者處于互利共生的模式。

3.2.2 生態寄生模式（2008—2014年）

2008—2014 年間，生態寄生于旅游業。2008年，旅游業受力指數由2007 年的正值下降至負值，此后，該期間旅游業受力指數始終小于0，生態受力指數大于0，即旅游業始終正向作用于生態，而2008年生態對旅游業由正向作用轉為負向作用，表明生態環境的建設限制了旅游業發展。其中，2014年旅游業受力指數達到最低值，生態受力指數達到最高值，表明該年旅游業對生態的支持作用最強，而生態對旅游業的抑制程度最強，由于該年處于生態傾斜政策的轉變之年，生態經過長期發展水平達到最高，而旅游業長期發展效率較低，旅游業發展質量水平處于最低，生態對旅游業的競爭作用強，因此，該年生態對旅游業的寄生程度最強。

3.2.3 旅游寄生轉互害模式（2015—2018年）

2015—2018年間，旅游與生態共生模式由旅游寄生轉為兩者相互損害。2015年與2016年，旅游業受力指數較2014年恢復為正值，而生態受力指數較2014 年下降為負值，即生態正向作用于旅游業，而旅游業對生態由正向作用轉為負向作用，表明旅游業的發展損害了生態環境，旅游業再次寄生于生態；2017年與2018年，旅游業受力指數較2016年下降為負值，生態受力指數仍為負值，即生態對旅游業由正向作用轉為負向作用，旅游業持續負向作用于生態，表明旅游業與生態相互抑制與損害。這期間旅游業發展損害生態，而生態又進一步限制了黃山區旅游業的發展，形成了一種非良性循環。未來若不積極采取響應措施，兩者共生模式將難以得到改善，若響應得當，兩者關系將得到好轉，可能進入互利共生模式。

3.3 旅游生態安全判定

依據旅游與生態共生演進模式結果、共生度指數計算公式以及黃山區的發展背景與政策，對黃山區旅游生態安全狀態進行綜合判定（表2）。依據生態安全閾值帶、生態安全底線與演變方向將黃山區旅游生態安全劃分為轉險為安、波動預警、逐漸下降的三段式狀態。為溯源旅游生態安全的影響因素，采用線性回歸進行分析。為量化旅游生態安全狀態，以旅游生態安全底線為零界點，對六大安全區域進行賦值[55-56]：危險狀態時旅游與生態相互損害，旅游生態安全狀態不樂觀，賦值-2；旅游風險狀態與生態風險狀態都是一方寄生于另一方，共生度均介于-1至0，賦值-1；旅游敏感狀態與生態敏感狀態都是一方寄生于另一方，共生度均介于0 至1，都是并不穩定的敏感狀態，賦值1；安全狀態時旅游與生態互利共生，賦值2。運用SPSS 19.0軟件建立逐步多元線性回歸模型：以黃山區2006—2018年的旅游生態安全狀態值為因變量，以旅游人數增長率、旅游收入增長率等22個指標為自變量，建立多元線性回歸模型。分析結果表明，模型調整后R2為0.888，具有較高的擬合度。人均耕地面積、環境保護政府支出與自然保護區面積占比是影響黃山區旅游生態安全的主要因素（表3）。

表3 逐步多元線性回歸分析結果Tab.3 The results of stepwise multiple linear regression analysis

3.3.1 轉險為安階段（2006—2007年）

2006—2007 年間，旅游生態安全狀態轉險為安。2004年，黃山風景區獲評世界第一批國家級地質公園，良好的生態景觀使得旅游聲譽進一步提高，對旅游社會經濟的短期帶動效應顯著，因此，2006 年黃山區旅游人數大幅提高，游客增長率達40.6%。游客大量涌入、旅游開發建設加大了生態利用強度、侵占了生態空間，生態受到強害，旅游業寄生于生態。但受損的生態反向抑制了旅游獲利的程度，兩者共生度指數介于-1至0之間，黃山區旅游生態安全處于生態風險狀態；2007 年，政府加大了環保投入，2007年的政府環保投入達到2006年的兩倍，人為的積極響應擴充了資源與環境容量，緩解了兩者競爭關系，自然保護區面積占比大幅增長，生態恢復獲利，生態水平得到提高，為旅游發展提供了更多動力。兩者共生度上升到1至 2 ，黃山區進入旅游生態安全閾值帶，兩者處于互利共生的安全狀態。

3.3.2 波動預警階段（2008—2014年）

2008—2014 年間，人均耕地資源雖有下降，但政府環保投入大大增加，使得資源與環境容量水平得到提高。該期間黃山區多個村鎮評選生態示范點，全區大力開展國家級生態區創建與鞏固工作，財政投入、發展政策大力向生態修復與建設傾斜，生態對旅游的內外部競爭力均較強。而旅游業發展主要依靠前期產業積累，期間提質升級未受到重視，旅游業質量水平整體降低，兩者共生度位于0至1 之間，致使旅游生態安全從2007 年的安全狀態下降至2008年的旅游敏感狀態；嚴格的生態政策導致旅游開發方式受限，旅游利益相關者的參與積極性降低，外來旅游投資也相應較少，旅游業社會經濟效益水平提升緩慢。其中，2011 年與2013 年，旅游人數增長率與旅游收入增長率分別達到最低值，人均耕地面積也達到最低值，生態對旅游的抑制超過旅游對生態的增益，兩者共生度跌至-1至0之間，旅游生態安全跌破安全底線，落入旅游風險狀態。

3.3.3 逐漸下降階段（2015—2018年）

受國家“旅游+”行動計劃、國家鄉村旅游提升、旅游扶貧推進等政策影響，2015 年起，黃山區加大旅游開發力度，促進旅游轉型升級，全力推進智慧旅游、節慶旅游、鄉村旅游、體育旅游等，進行旅游度假中心項目、體驗設施、騎行廊道等多方面建設。同時響應“旅游廁所革命”這一國家政策，進行旅游基礎設施的新建或翻新，旅游業發展質量水平穩步提升。但該期間政府環保投入水平較2014 年大幅降低，雖然人均耕地增加，但資源與環境容量仍未得到擴充，因此，旅游對生態的內部競爭加劇，擠壓侵占生態空間，旅游對生態的抑制程度超過生態對旅游的增益程度，兩者共生度位于-1至0之間，旅游生態安全落入生態風險狀態；2017 年以來，共生度降至-1 以下。黃山區進行綜合評估、調整后，西溪濕地、天湖山景區主體功能轉變為旅游發展，黃山區內自然保護區總數從4 個減為兩個，生態水平整體下降。同時，日益嚴格的生態整治政策，如太平湖周邊大量高污染、違章建設的旅游企業逐漸被關停撤除，嚴格的旅游項目準入制度減少了傳統的旅游投資，旅游污染雖有所減少，但短期內的旅游社會經濟效益受到較大影響，旅游業發展質量水平提速減小，旅游對生態的抑制程度強。因此，旅游與生態之間相互抑制，短期內形成了一種非良性循環，旅游生態安全下降為危險狀態。

4 結論與建議

4.1 結論

本文基于共生視角構建了旅游與生態共生理論框架，引入Lotka-Volterra模型判定旅游與生態的共生模式，結合共生度指數，利用賦值與線性回歸法分析旅游生態安全狀態影響因素，進而對旅游生態安全狀態進行綜合判定。以黃山區為案例，對其2006—2018 年旅游與生態共生演進模式與旅游生態安全狀態進行實證分析，得出如下結論。

（1）基于Lotka-Volterra 模型進行測算，黃山區旅游業發展質量水平呈現V形曲線演變狀態，生態水平呈現倒U形曲線演變狀態，資源與環境容量水平呈現臥S形曲線演變狀態。旅游業廢水、廢氣、固體廢棄物排放量是影響旅游業發展質量水平的重要指標，環境保護政府支出與人工造林面積是影響資源與環境容量、生態水平的重要指標。

（2）由于旅游業與生態相互作用的方向轉變，黃山區旅游與生態共生呈現旅游寄生轉互利共生、生態寄生、旅游寄生轉相互損害的演進模式。

（3）黃山區旅游生態安全狀態整體呈現轉險為安、波動預警、逐漸下降的階段性狀態。其中，人均耕地面積、環境保護政府支出與自然保護區面積占比是影響黃山區旅游生態安全狀態的主要因素，并且3個因素的影響機理與黃山區發展政策與背景相互印證。

4.2 建議

4.2.1 提高共生單元水平，保障旅游與生態穩健發展共生單元是共生關系的基礎，旅游與生態的高質、穩健發展是兩者良性共生的重要組成。黃山區旅游業發展質量、生態水平波動較大，且近年來均存在下降趨勢，因此，應提高兩者質量水平。政府應進一步完善自然保護區管理體系，保障現有的自然保護地面積，維持森林與綠地的水土涵養與空氣凈化功能，防止過度旅游化。旅游產業發展質量并不穩定，旅游“三廢”排放是重要的制約因素，政府應加強旅游污染管制和產業綠色升級。污染防治上，積極排查當前旅游開發經營的低效率、高污染問題，重點對太平湖和黃山兩大重要生態保護地周邊的酒店、民宿、飯店等旅游業態進行整頓調整；發展模式上，推動旅游開發從自然觀光向科技、人文、體育、鄉愁體驗等多種方式轉變，推動建立更多綠色酒店、低碳民宿，減少生態壓力的同時提高旅游社會經濟效益。

4.2.2 擴充共生環境容量，緩解旅游與生態競爭關系

共生環境是旅游與生態共生的重要外在影響，提升共生環境的資源容量，有利于緩和兩者直接競爭壓力。黃山區旅游與生態以寄生和互害模式為主，僅2007年因共生環境容量水平的提升達到互利共生模式，印證了共生環境的重要性。因此，應保障現有資源與環境容量的總量穩定，堅守耕地、濕地、森林面積紅線，重點對太平湖、黃山風景區等熱門景點做好生態監控，維持共生環境容量基礎。同時，發揮人類響應的能動作用，通過資金、人才等手段積極擴充資源與環境容量：資金方面，政府應穩定和擴大環境保護支出，同時，探索推廣“政府主導、多方參與”的生態管理新模式，鼓勵更多社會組織參與生態修復與擴充工作；人才方面，完善人才激勵和保障機制，積極留用職校旅游人才，推動旅游院校與旅游產業的人才對接。

4.2.3 強化合作型共生界面，引導旅游與生態互利共生

旅游與生態之間基于資金、智力、物質等競爭與合作機制形成共生界面。因此，應基于競與合的整體性視角，改進共生界面結構，在緩解競爭關系的同時，推動兩者間資源的高效流轉、優劣互補，強化合作型共生界面，促成建立良性的共生關系。一方面，推動生態對旅游的高品質轉化，將可開發的生態資源打造成小而精的旅游精品，建設以生態資源為基礎的高端醫藥、康養等產業鏈，推動黃山茶葉產業和太平湖漁業產業與生態體驗旅游深度融合，通過打造品牌、延長產業鏈，增加生態產品的附加值，實現生態對旅游的高效供給。另一方面，推動旅游對生態的高質量補償，如開發植樹體驗、護林活動等旅游方式，將旅游供給方式向生態保育、資源擴充方向引導。旅游地在享受旅游紅利的同時，也能推動生態的保護，實現旅游與生態的互利共生，保障旅游生態安全。

4.3 不足與展望

（1）旅游與生態的關系體系是一個復雜的研究領域，涉及社會、經濟、生態等多方面，本研究基于共生理論，盡可能選取旅游與生態具有相互影響的指標構建評價指標體系，但由于旅游與生態關系的復雜性、動態性、不確定性等特點，以及數據的可得性，本文的評價指標體系的適用性有待通過其他案例地進行驗證。

（2）研究時限為15年，對共生演進模式與旅游生態安全狀態的研究還不夠深入，后續研究有待進一步向前追溯，探索更原始狀態下的共生模式與生態安全；同時，繼續向后延續，探討新冠肺炎疫情暴發與疫情常態化背景下共生模式與生態安全的演進狀態。

（3）本研究僅對時間演變規律進行分析，缺乏空間差異分析，后續研究可結合“3S”技術（地理信息系統GIS、全球定位系統GPS 和遙感測繪技術RS），進一步拓展研究區域，通過旅游與生態共生的空間格局演變規律分析與可視化呈現，深度刻畫更多類型、更廣區域的案例地旅游與生態共生關系，尋求旅游生態安全的可持續路徑。