基于反事實框架的生態保護紅線政策成效評估
——以寧波市為例

陳 陽，夏皓軒，徐忠國，李 冠，卓躍飛，王雪琪

（1.寧波大學法學院，浙江 寧波 315211；2.寧波大學東海研究院，浙江 寧波 315211；3.浙江大學公共管理學院，浙江 杭州 310058）

長期以來，我國持續的城鎮化與工業化引發人類不合理開發，嚴重破壞了生態系統完整性與生態過程，造成環境污染、資源浪費、生態退化等一系列問題，深刻影響生態安全與可持續發展[1-2]。為筑牢生態安全“生命線”，國務院于2011年頒布《關于加強環境保護重點工作的意見》，首次提出生態紅線概念。隨后，《關于劃定并嚴守生態保護紅線的若干意見》、《關于建立國土空間規劃體系并監督實施的若干意見》到《關于加強生態保護紅線管理的通知（試行）》等一系列文件相繼完善了紅線劃定、動態調整、管控規則、績效考核等環節，架構了生態保護紅線的制度體系。這意味著生態保護紅線作為維護區域生態安全的底線，上升到國家生態保護戰略的高度[3-4]。

生態保護紅線（簡稱“紅線”）是治理資源環境的政策工具，已成為國土空間規劃的重要組成部分[5]，其目標是維護生態系統服務。目前，紅線政策推介[6-7]、概念內涵[8-9]、劃定優化[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]；二是從地理學視角，監測紅線區生態系統服務變化，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系統服務的作用，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，對紅線政策效應評估的關注不足，無法為紅線保護區的動態調整與管控策略提供決策支撐。因此，紅線政策成效問題，即紅線能否維護生態系統服務，仍待進一步探討。

進入“十四五”階段，國土空間規劃相繼落地，生態保護紅線將由“劃定”轉向“嚴守”[22]。紅線政策成效評估作為政策實施與優化調整的基礎，將在監測監督、邊界調整、動態管控等管理事務中扮演越來越重要的角色。鑒于此，本文聚焦生態保護紅線能否維護生態系統服務的政策成效問題，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，以期為生態保護紅線的優化管理提供參考。

1 政策背景與理論邏輯

公共政策評估遵循先規范后驗證的思路[23]。本文首先開展規范性研究，厘清紅線政策背景，提供政策評估依據。隨后，明確紅線政策對生態系統服務的積極作用，構建反事實評估邏輯。

1.1 政策背景

生態保護紅線是在具有自然屬性、以提供生態服務或生態產品為主體功能的國土空間中，擁有重要生態功能和必須強制性嚴格保護的區域[24]，其政策發展是一項歷史漸進的過程（圖1）。相關政策可追溯至我國1956年劃定的第一個自然保護區，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“在重要生態功能區、陸地和海洋生態環境敏感區、脆弱區等區域劃定生態紅線”。十八屆三中全會將劃定生態保護紅線作為加快生態文明制度建設的核心任務，標志著生態保護紅線上升為國家層面的“生命線”[25]，受到廣泛關注。在制度上，《關于加快推進生態文明建設的意見》重申嚴守資源環境生態紅線的部署；在立法上，《環境保護法》修訂將生態保護紅線納入立法范疇；在技術上，出臺技術性綱領《國家生態保護紅線—生態功能紅線劃定技術指南（試行）》；在實施上，《關于劃定并嚴守生態保護紅線的若干意見》提出紅線政策在全國范圍推行。2018—2019年，自然資源部成立和《關于建立國土空間規劃體系并監督實施的若干意見》出臺，標志紅線政策進入新階段：自然資源部統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劃，作為常態化工作開展。2020年以來，《關于加強生態保護紅線管理的通知（試行）》頒布和全國完成生態保護紅線劃定，意味著生態保護紅線逐漸由“劃定”向“管理”邁進。

圖1 生態保護紅線政策演進與技術應用Fig.1 Policy change and application of ecological conservation red line

相應地，紅線管理技術方案與試點應用持續推進。2012年，原環保部率先組織紅線劃定技術研討會和技術指南草擬工作，并將內蒙古、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，確立以評價生態系統服務重要性和生態敏感性為基礎的劃定方案。至2017年底，京津冀等15個省份形成紅線劃定方案。這一時期，對紅線管理技術的探索與應用以環保部為主導，其他部門相繼設計各自的“紅線”，導致“政出多門”。例如，水利部提出水資源開發、用水效率和水功能區限制納污3條紅線，林業局制定林地、濕地、荒漠植被、物種等紅線，國家海洋局劃定海洋生態紅線[26]。進入國土空間規劃階段，紅線歸自然資源部統一管理，紅線評估、勘界定標、監管指標、“三區三線”規則等技術文件相繼發布，標志紅線由劃定向綜合集成技術發展。盡管前期部分試點提出績效考核、監管監察、生態補償等任務，如《關于開展生態保護紅線管控試點工作的通知》，但仍以劃定為主，對政策成效這一環節缺乏探索。

1.2 基于反事實框架的生態保護紅線政策評估邏輯

實施紅線政策對生態系統服務具有多重積極影響。首先，禁止大規模人為開發，維護生態系統服務底線。在紅線保護區內，核心保護地嚴格禁止人為活動；核心保護地外則管控生產開發性建設活動，僅允許不影響生態系統服務的有限人為活動；需占用紅線的重大項目必須編制調整方案和獲得國家審批。通過紅線的“控制閥”，可維持生態系統服務原生狀態。例如，阻隔人類開發行為，避免生態用地被其他用途侵占，支撐紅線保護區提供生態產品和服務的能力不降低；限制風景名勝區、森林公園、飲用水源保護地等類型變化，確保景觀多樣性和系統完整性。其次，規范社會活動秩序，保障生態系統服務協同。紅線也是經濟社會發展支撐線[27]，允許適度社會經濟活動，規定了紅線保護區小規模農林牧漁、生態修復工程、基建必要維護、生態旅游等8類內容。這不僅能統籌自然生態功能和人類社會服務需求，也利于“以發展促保護”，刺激供給、支撐、社會文化等生態系統服務同頻發展，形成空間增值。最后，引導生態空間治理，促進生態系統服務提升。紅線保護區是各類空間規劃的焦點區域，扮演“指向針”角色，為生態保護修復提供因地制宜的指引。對于生態功能重要區，以封禁保育方式，推動生態演替規律和自然恢復，保障生態系統服務可持續。對于生態敏感脆弱區，倡導人工輔助自然恢復，治理水土流失、土地沙化、石漠化等問題，助力生態系統服務重回正軌。

基于以上推斷，本文引入RUBIN的反事實框架，構建紅線政策成效的評估邏輯，其核心是設定“如果沒有實施紅線政策，生態系統服務會如何”的反事實狀態，對比現有政策實施的事實狀態，將兩者生態系統服務差異作為紅線政策效應[28]。鑒于紅線政策具有時間和空間雙重特征，需統籌時空雙維的反事實邏輯。首先，構建空間反事實邏輯，即考慮紅線的空間政策屬性，識別紅線保護區（事實）和紅線保護區外（反事實）生態系統服務的差異，確定政策空間效應。這要求不能隨意將紅線保護區外的區域作為反事實參照對象（如城鎮），需考慮生態系統的空間相關性，甄選與紅線保護區空間毗鄰、系統相連、特性類似的地帶，設定反事實的空間比較對象。然而，紅線劃定時只是將高生態系統服務區域納入，紅線保護區內外在政策實施前就可能存在固有的差距，導致兩者不具可比性。對此，加入政策實施時序的權衡，辨析紅線保護區內外在政策實施前（反事實）與實施后（事實）的生態系統服務差距，界定時間效應，形成時間反事實邏輯。其出發點是，紅線保護區內外的生態系統服務在政策未實施時存在差距；政策實施能穩定或提升紅線保護區生態系統服務，而紅線保護區外的人類影響會持續削弱生態系統服務，使兩區域生態系統服務差距進一步擴大。加入這重邏輯能避免直接將紅線區內外生態系統服務固有差異作為政策效應，綜合審視紅線對生態系統服務的影響作用。

紅線政策評估思路如圖2所示。在政策實施前T0，紅線保護區生態系統服務E0高于紅線保護區外兩者差值為D0。由于兩區域均未受紅線影響，生態系統服務均存在下降趨勢。紅線政策P于Tp時實施，將遏制紅線保護區生態系統服務由E0向e1下降的潛在趨勢。此時，紅線保護區受政策影響，其生態系統服務E1能接近或超過E0；而紅線保護區外生態系統服務由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，紅線保護區內外生態系統服務E1與E'1的差值為D1，較D0更大。基于此，本文認為紅線政策實施后，紅線保護區內生態系統服務未出現大幅下降，且紅線保護區內外生態系統服務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。

2 數據來源與研究方法

2.1 研究區與數據源

寧波地處杭州灣南岸，是長三角南翼重要城市，2020年人均GDP已達到15.39萬元[29]，為經濟發達地區。寧波也是生態管理的“試驗田”，于2016年出臺《寧波市生態保護紅線規劃》，確定浙江省第一條生態保護紅線?！吧胶＝笔菍幉ǔ鞘袠撕?，也是生態保護重點。一方面，寧波山地丘陵交錯分布，既反映地表景觀特征，也構筑了生態屏障；杭州灣、象山港、三門灣屬于典型的海陸交錯生態區，為《寧波市生態海岸帶建設實施方案》核心地區；甬江、姚江、奉化江穿城而過，形成以水循環為特色的生態廊道。另一方面，囿于城市開發與耕地保護，低丘、緩坡、谷地的人為開發加劇，加重開發保護矛盾[30]；沿海港灣是寧波港城聯動的載體，相繼建設北侖保稅區、石化經濟技術開發區、前灣新區等，削弱生態系統服務[31]；“三江”僅姚江江北段有紅線，并被城區所包圍，生態保護形勢嚴峻。

本文涉及生態保護紅線、土地覆被、自然環境、社會經濟等方面數據（表1）。生態保護紅線來源于浙江省《生態保護紅線劃定方案》；土地覆被、流域、社會經濟等數據來自中科院資源環境科學與數據中心；高程和土壤數據分別來自地理空間數據云和世界土壤數據庫；人口數據下載自南安普頓大學WorldPop網站；降水數據來源于中國氣象數據網，通過插值獲?。恢脖缓驼羯l量數據下載自美國地質調查局。所有柵格數據重采樣為100 m分辨率，統一為CGS2000坐標系。

表1 數據來源Tab.1 Data sources

2.2 研究方法

（1）生態系統服務估算。生態系統服務是生態系統及其過程所形成的人類賴以生存的自然環境條件與功能效用[32]。擁有生物多樣性維護、水源涵養、土壤保持、防風固沙等生態系統服務是紅線保護區基本特征。其中，生物多樣性維護指生物與生存環境所構成的復雜系統多樣性在基因維持、物種維護、生態系統保護等方面所發揮的作用[33]，采用生境質量表征。水源涵養體現生態系統結構、質量與格局對水文過程的貢獻。土壤保持反映生態系統依托其結構與過程減少降水所引發的土壤侵蝕作用。防風固沙不屬于研究區典型功能，故不納入。

借助InVEST模型，參考相關參數[34]，估算生境質量：

式（1）—式（2）中：Qxj、Hj、Dxj分別為第j生境類型柵格x的生境質量、適宜度、退化度；R、wr、Yr分別為威脅因子類型、威脅因子權重、威脅因子柵格總數；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，設為2.5；k為半飽和常數，設為最大生境退化度的1/2。

水源涵養采用水量平衡方程核算[35]：

式（3）中：WRi為柵格年水源涵養量（mm）；WYi為柵格年產水量；Ri為柵格降雨量；Cri為柵格地表徑流系數。其中，WYi為InVEST模型產水模塊獲取，參數設置如下：降雨量、蒸散發量、流域、土地覆被、根限制深度根據對應數據集獲?。恢参锟捎盟趾扛鶕寥蕾|地和有機質的非線性擬合公式獲取[36]；生物物理系數參考已有文獻設定[37]。地表徑流系數參考《生態保護紅線劃定指南》設置。

土壤保持采用改進的水土流失方程進行測度[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。以上參數根據《生態保護紅線劃定指南》確定。

（2）分組回歸模型。采用分組回歸模型，診斷紅線保護區內外的特質差異。其核心是對比紅線內外兩組回歸的環境特征因子差異，當差異通過檢驗時，表示生態紅線內外具有明顯差異。模型如下：

式（5）中：Hi為采樣點生態系統服務；r為紅線保護區的內外分組情況；xi為采樣點特征因子；βk是第k變量的系數；β0為常數項；ε為隨機誤差項；n為采樣點數量。環境特征因子包括高程（m）、GDP密度（億元/km2）、人口密度（人/hm2）、到城鎮距離（km）。采用T檢驗衡量分組回歸系數差異，采用Chow檢驗評判紅線保護區內外的結構性差異。

（3）斷點回歸模型。采用斷點回歸，以紅線保護區邊界為空間斷點，評估紅線維持生態系統服務的成效。斷點回歸是一種準自然實驗，可以有效檢測某一政策的影響程度差異。以表示區域是否處于紅線保護區：

式（6）中：Rd=1為紅線保護區樣本，Rd=0為紅線保護區外樣本；di為樣本i到紅線邊界距離，d0為紅線邊界，即斷點所在，本文設為0。di≤0和di＞0分別表示樣本i位于紅線保護區內部和外部。

進一步構建斷點回歸模型：

式（7）中：Yi為被解釋變量，表示樣本i生態系統服務；β1為紅線政策實施的平均處理效應，當β1＜0時，表示紅線政策維護了生態系統服務，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）為該分組變量的標準化，β2為該分組變量系數；β3Rd（di-d0）交叉項可以允許斷點兩側擁有不同斜率，ε為誤差項。本文采用三角核函數，作為確定最優帶寬的準則。同時，考慮到是否加入協變量不影響斷點回歸估計，且如果加入的協變量具有內生性，會影響回歸結果[39]，故不加入其他協變量。研究分別更換帶寬、核函數和斷點，開展穩健性檢驗。

被解釋變量分別為生境質量、水源涵養和土壤保持。政策驅動變量為采樣點到紅線邊界的直線距離，位于紅線邊界內、外的驅動變量分別為負、正，反映政策對生態系統服務的影響差異。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年發布了《浙江省生態保護紅線劃定方案》，但相關成果承接自2016年《浙江省環境功能區劃》劃定的702個紅線保護區。

（4）樣本選擇。本文通過以下步驟選取樣本。首先，在寧波102個紅線保護區，以500 m為最小間隔距離，采用隨機采樣法獲取1 000個樣本點，最大限度地覆蓋所有紅線保護區，形成處理組變量。其次，統計1 000個樣本點到紅線邊界的距離，發現998個樣本處于3 km內，因而以3 km為參考距離，在紅線保護區外設定緩沖區，作為控制組范圍。最后，在紅線保護區外3 km緩沖區，以500 m為最小間隔距離，獲取1 000個隨機樣本點，形成控制組樣本。由于樣本均采用隨機采樣獲取，符合斷點兩側驅動變量不受個體操縱的要求，滿足有效性檢驗。

3 研究結果分析

3.1 紅線保護區內外的生態系統服務分析

盡管生態系統服務有一定波動，但其水平與是否處于紅線保護區緊密相關（圖3）。一方面，紅線保護區的生態系統服務較為穩定，出現小幅波動。無論是2010年還是2020年，紅線保護區的生境質量與水源涵養分別處于≥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，紅線保護區外3 km緩沖區部分地區受城鎮建設影響，生境質量與水源涵養出現不同程度下降；土壤保持則在10年間上升了36.17 t/（hm2·a）。另一方面，紅線保護區內外生態系統服務分布具有明顯的環境特征差異（表2）。紅線保護區外樣本的高程和人口密度回歸系數高于紅線保護區樣本，通過差異性檢驗。這意味著低生態系統服務更易出現在紅線保護區外平原和人口集聚地區，且隨海拔升高和人口密度降低而逐漸上升，而紅線保護區多山且人口稀少，生態系統服務差異小。同時，Chow檢驗的F統計量均通過1%顯著性水平，表明是否處于紅線保護區會對生態系統服務分布特征帶來結構性變化。

表2 分組回歸與差異性檢驗結果Tab.2 Results of grouping regression and heterogeneity test

圖3 寧波2010年和2020年的生態系統服務Fig.3 Ecosystem service of Ningbo in 2010 and 2020

進一步采用T檢驗發現，紅線保護區內外樣本的生態系統服務存在較大差異，滿足開展斷點回歸的條件（表3）。生境質量、水源涵養和土壤保持的t值均通過1%顯著性水平，表明無論是紅線政策實施前或實施后，紅線保護區內外的生態系統服務都存在差距，且紅線保護區樣本都優于紅線保護區外樣本。除2010年水源涵養的Cohen’sd僅為0.29外，其他T檢驗效應量都處于中等水平（0.5）以上，說明紅線保護區內外的生態系統服務差異幅度較大。

3.2 生態保護紅線維持生態系統服務的成效分析

圖4展示了采樣點到紅線邊界距離與其生態系統服務的關系，斷點兩側直線為通過散點生成的非參數一階回歸擬合線。無論是2010年還是2020年，生境質量、水源涵養和土壤保持在紅線保護區都維持高位，且較為平穩，但在紅線保護區外出現明顯的下降趨勢，從紅線保護區到紅線保護區外存在顯著的突變下降現象。這表明在空間反事實維度上，無論是實施紅線政策前、后，生態系統服務在紅線保護區較穩定，始終保持著由紅線保護區內向外的“跳躍”下降趨勢。

圖4 生態系統服務的“跳躍”效應Fig.4 The jump effect of ecosystem service

進一步結合表3和表4可以明確紅線政策的空間效應。政策實施前后，紅線保護區的生態系統服務保持相對穩定。其中，生境質量和水源涵養均值分別由2010年的0.89和1 019上升至2020年的0.91和1 060；土壤保持出現小幅下滑，但仍維持在5 000水平。同時，所有斷點回歸系數在2010年和2020年均為負數，通過顯著性檢驗，表明紅線保護區生態系統服務都顯著高于紅線保護區外。其中，紅線保護區樣點在2010年的生境質量、水源涵養、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，紅線保護區外部和內部生態系統服務存在固有的差距；在政策實施后，這三者差值分別為0.062、62.09、566.49，表明在紅線保護區生態系統服務維持在政策實施前水平的前提下，這一差距仍然存在。

表4 斷點回歸結果Tab.4 Results of regression discontinuity

從時間反事實的維度上看，紅線保護區內外的部分生態系統服務差距在政策實施后有所擴大，存在時間效應。具體而言，2020年生境質量和水源涵養的斷點回歸系數比2010年分別小0.002和5.38，表明政策實施后，紅線保護區兩種生態系統服務領先紅線保護區外的趨勢更明顯。結合T檢驗結果（表3）可知，這種現象源于紅線政策促進紅線保護區生境質量和水源涵養的提升，而紅線保護區外受人類開發活動影響，兩種生態系統服務持續下降。相反地，土壤保持的2020年斷點回歸系數比2010年高22.08，表明紅線保護區內外的土壤保持能力差距未因紅線政策實施而縮小。總之，以上結果符合紅線政策的反事實評估標準，部分地驗證了紅線政策成效。

3.3 斷點回歸的穩健性檢驗

本文的斷點回歸均通過穩健性檢驗（表5）。首先，將帶寬調整至0.75倍和1.25倍后，斷點回歸系數均為負，通過5%和1%顯著性水平，與基準斷點回歸結果基本一致，表明基準斷點回歸具有穩健性。其次，保持斷點回歸模型參數不變，將三角核函數調整為矩形核函數，斷點回歸與基準回歸結論基本一致，證實基準回歸結果可靠。最后，將斷點更換至紅線保護區內300 m和外部300 m時，回歸系數變化大且均不顯著，表明更換斷點對模型計算的影響有限，證實基準斷點回歸通過檢驗。

表5 穩健性檢驗結果Tab.5 Results of robustness test

3.4 研究結果討論

案例證實了生態保護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，這在高生態系統服務傾向集中于紅線內高海拔和低人口密度區域便已初見端倪（表2）。

（1）“以山為基”的紅線格局為政策成效奠定基礎。寧波的紅線政策成效離不開以山地為基質的紅線空間構架。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系統服務上發揮重要作用。紅線保護區恰恰集中于這些山地丘陵地帶，以森林公園、地質公園、自然保護區等類型為主。這些紅線區域面積占比達92.5%，海拔高且森林覆被茂盛，能提供高生態系統服務而受海拔影響小。同時，山地丘陵地區可以憑借空間區位優勢，遠離人為干擾，無論在劃定前、后，都能保持獨立的狀態，防止紅線保護區被城鎮建設侵占。相反地，平原地帶的紅線保護區更容易受城鎮化的潛在影響，而寧波僅有姚江段紅線位于城區。一方面，平原地帶的紅線保護區往往被密集的城鎮開發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），不能徹底防止城鎮開發對紅線保護區的滲透與蠶食，也無法阻隔人類自發活動對紅線保護區的干擾。另一方面，盡管紅線可以嚴防負面行為進入，但并不能抑制外圍城鎮與紅線保護區的物質溝通與能量流動，當外圍城鎮建成環境和生態條件發生惡化，勢必影響紅線保護區生態系統服務。

（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”的特定生態構架，寧波對現有紅線保護區的管制在空間和時序上得以延續，保障生態系統服務免受人為影響。在1995年城市總體規劃中，現有紅線保護區即被劃入以自然山體為主的生態帶，作為禁建區進行管控，奠定管制的空間框架。進入新世紀，對紅線保護區管控沿用了前一輪規劃思路。包括：《寧波城市總體規劃（2004—2020年）》和《寧波土地利用總體規劃（2006—2020年）》分別將紅線保護區劃為生態敏感區和禁止建設區；2008年通過的《寧波市區生態環境功能區規劃》將該區域劃歸限制準入區和禁止準入區，明確了各生態二級區的功能定位和保護要求；城市總體規劃2015年修訂版細分了11類生態紅線保護區，并列入禁建區。這一階段側重對建設開發的限制，而紅線政策的頒布進一步健全了管理方式。2016年頒布的《寧波市生態保護紅線規劃》全面介紹了項目準入、規劃控制、用地管控等細則。寧波國土空間規劃更是拓展了長期以來對這些紅線區域的嚴格保護模式：嚴格保護、分級管控、損害追責和違法嚴懲。

4 結論與政策啟示

本文梳理了生態保護紅線政策演化脈絡，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，紅線保護區內外生態系統服務存在固有的差距，表現為明顯的“跳躍”效應。在政策實施后，紅線保護區生態系統服務仍保持穩定，“跳躍”效應得以延續，且紅線保護區生境質量和水源涵養領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，這可為生態保護紅線管理提供啟示。

如何推動劃定、監測、管制、調整等環節“同頻共振”，是后國土空間規劃階段生態保護紅線政策的要務，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勢，可優先考慮山區丘陵和遠離城鎮地帶，避讓平原和集中建設區，將較獨立的生境地作為潛在紅線保護區，以維持生態系統服務功能。針對平原廣闊的市縣，在劃定上，充分考慮紅線與人口集聚、開發活動的沖突，減少受人類干擾引發的紅線破碎化和“開天窗”現象，確保紅線保護區系統性；在管制上，除明確生態環境準入清單外，強化紅線勘界定位并埋設界樁，在現實中發揮隔離管控的作用。另一方面，推進紅線保護區內外的管控過渡與政策銜接。在紅線保護區，針對生態系統服務由紅線內向外“斷崖式”下降現象，嚴守二元思維的剛性管控制度，在時序上維持紅線保護區管制政策的延續性，保障核心紅線保護區的空間一致性和銜接性，促進生態系統服務穩定。在紅線保護區外，充分考慮其與紅線保護區的生態功能一體化聯系，延續適度限制人為開發的管控思路，維系紅線區內外生境系統完整性和生態流連通性；在城區周圍的紅線保護區外圍設立一定緩沖帶，為紅線內外的生態系統演化與過渡預留空間，防止城區生境驟變對紅線保護區的直接影響。