生态安全一般有广义和狭义的两种理解。狭义生态安全是指生态系统自身安全，包括生态系统初级生产力、结构与功能、生物多样性、生态承载力等。广义生态安全是除自身安全外的生态系统服务功能可持续状况，包括气候及水文调节、养分循环、水源净化、水土保持、水源涵养、防风固沙、光合固碳氮、食物及资源供给1环境净化、生态旅游及文化娱乐功能及作用等[1].总体上，生态安全与生态系统结构健康状态及其服务功能可持续性之间存在内在联系。生态系统结构的健康、完整性是生态系统自身安全的关键，更是生态系统为人类提供服务的基础，生态系统服务功能的可持续性则在很大程度上由生态系统自身结构得以表征。
随着全球生态环境的恶化和可持续发展问题的日益突出，21世纪以来，生态系统风险或安全评估已成为全球变化和生态学研究的国际前沿和热点。特别地，近期“未来地球”国际计划将地球生命承载力极限与临界点研究作为其重要的研究问题之一，强调对全球环境变化对人类的食物、水、健康和能源等需求进行早期预警[2].国内外许多学者从不同角度对生态安全基本概念及内涵进行了系统阐述，并基于不同尺度对其不同生态系统安全风险进行了评估[3-5].为维护国家或区域生态安全，我国已将“生态红线”制度和“生态文明”建设上升为国家战略[6-7].生态系统面临风险强度及时空格局的系统评估是全球变化背景下生态系统风险适应性管理的基础，而生态安全阈值的判别和厘定则是生态系统风险或安全评估的关键和核心[8].目前，国内外生态安全阈值研究方兴未艾[9-13].20世纪70年代以来，随着生态安全内涵及外延的扩展，生态安全阈值理论也不断受到生态学和经济学界与政界的广泛关注，其研究已经在不同尺度、不同生态系统类型广泛开展，其概念、研究方法及实践应用也在不断完善之中。通过提高生态系统安全阈值的判别水平，不仅可揭示生态系统安全阈值与气候变化及土地利用、放牧活动和政策制度等影响因子间的相互作用关系，而且对于发展和完善生态系统科学管理体系也具有一定理论意义。
1生态安全阈值内涵
20世纪70年代，May[14]对生态系统多稳态转换与阈值的描述，首次提出生态阈值概念，认为阈值反应生态系统可能发生状态变化的临界点。Westoby等[15]亦认为生态系统存在多个不平衡状态，而这些状态之间具有一定阈值。Friedel[16]认为生态阈值是生态系统两种不同状态在时空上的界限。在没有管理干预背景下，在实际时间尺度上，两种生态系统状态的时空界限是不可逆转的。Schaeffer等[17]提出生态系统功能阈值，认为人类对环境资源的开发利用和社会经济的发展不能超过此阈值。Brown等[18]认为生态阈值的确定旨在低投入条件下能够可持续性地管理森林、灌木和草地，从而获得最大生态和经济收益。Muradian[19]定义生态阈值为独立生态变量的关键值，在此关键值前后生态系统发生一种状态向另一种状态的转变。Wiens等[20]认为生态阈值是生态系统的转变带，而非一系列的离散点。国际性学术组织“恢复力联盟”（Resilience Alliance）定义生态阈值为生态系统的不同生态特性、功能状态之间的分歧点[21].Larsson[22]在研究草地水资源的分配时指出，生态阈值决定环境质量和生物的数量与物种数目。Bennett等[23]认为生态阈值是生态系统从一种状态快速转变为另一状态的某个点或一段区间，推动这种转变的动力来自某个或多个关键生态因子微弱的附加改变。Kinzig等[24]认为持续的外来胁迫会降低生态系统的恢复力，从而使其超过阈值的范围并发生稳态转换。李和平等[25]认为生态阈值是一个生物或生态系统与环境相对应的一系列质变点和由此发生的质变轨迹，而不只是死亡或存活的临界点，可以是“点”、“线”或“面”.Scheffer等[26]认为生态阈值是复杂生态系统中生态系统发生崩溃或者积极方向改变的临界点。Larsen等[27]认为生态阈值代表了生态过程或参数发生突变的一个点，此突变点响应于一个驱动力相对较小的变化。生态系统状态变化与环境压力（驱动力）之间存在3种假定关系，前一种为线性关系（图1a），后二者为非线性（突变）关系，且后二者过程为可逆过程（图1b,c）。
国内外生态阈值概念描述不同，缺乏统一定义，其主要原因是不同尺度不同类型生态系统平衡状态很难确定，同时涉及生态系统自身结构、功能以及外界胁迫因素过多，其安全阈值呈动态变化特征。然而，多数学者公认的是，生态系统具有一定自我调节和恢复性能，生态破坏一旦超过其自身恢复的“生态阈限”,生态系统则发生稳态转换[28],其系统结构功能和稳定性则难以恢复至退化前的原始状态，其长期的恢复或修复将付出高昂代价。按划分标准的不同，其生态安全阈值类型各异。按生态系统突变和渐变转化原则，可将生态安全阈值划分为生态安全阈值点和生态安全阈值带。按评估对象的不同尺度和规模特征，可分为个体生态阈值、种群生态安全阈值、群落生态安全阈值、景观生态安全阈值、区域（流域）生态安全阈值及复合生态系统安全阈值等。按胁迫因子类型，可分为生态系统自身要素胁迫阈值、气候变化胁迫阈值、人类活动胁迫阈值、生源要素胁迫阈值以及多源要素胁迫阈值等。生态安全阈值大小取决于生态系统本身的结构（系统物种的多样性、等级层次、营养结构和联结方式）、功能（生产功能如第一性生产力、碳蓄积能力等）和成熟程度等。
2生态安全阈值研究进展
以往生态阈值研究在草原、森林、湖泊、沼泽、湿地、河流、海洋等不同生态系统以及在个体、群落、景观、生态系统、区域（流域）等不同尺度开展了广泛研究，同时在物种保护、生态修复、生物多样性保护、生态管理等方面也做了大量研究，其进展显着，且通过建立不同的数学模型求解出系统中某一因子的生态安全阈值，从而判定相关系统的安全状态[29-34].不同类型、不同尺度生态系统各胁迫因子相互作用、相互制约，各胁迫因子随时空变化而变化，当生态系统自身要素或环境胁迫因子变化（主要控制变量）超过一定阈限，将导致整个生态系统状态变量的巨大变化，这个阈限便是“胁迫阈限”（stress threshold）。本研究从生态阈值的胁迫对象出发，对生态安全阈值研究进行系统述评。
2.1自身要素胁迫阈值
生态系统群落特征、物种丰富度、生物多样性、生物量等结构与系统服务功能安全之间相互作用，相互影响，共同构成生态系统安全体系。生态系统自身结构越完善，系统安全程度就越高，受外界胁迫影响就越小[35].例如，Andre'n[36]认为在低于10% ~30%的栖息地盖度下，鸟类和哺乳动物的物种丰富度会急剧下降。Hanski等[37]指出，栖息地丧失过程中存在一个阈值点，到达这一点时，种群灭绝概率将迅速升高，此“灭绝阈值”取决于有机体的繁殖率、离开栖息地的迁移率以及栖息地的环境状况等。在生态系统尺度上，大量实验已经证明了栖息地大小影响生物多样性的生态阈值的存在。当植被覆盖率下降到10%~30%范围内，会发生物种不呈比例的消失，其30%就是生境破坏的底线[38-39].例如，外蒙古荒漠草原植被覆盖度低于30%[40]、福建红壤林地植被覆盖度低于20%时[41],生态系统就会持续退化，自然状态下无法实现自我修复。Twardochleb等[42]认为，入侵种和捕食者之间的关系也受到各自种群密度的影响，新西兰蜗牛（Potamopyrgusantipodarum）入侵过程与其天敌小龙虾（Pacifastacus leniusculus）密度密切相关，在小龙虾密度较小（<0.2个/m2）环境下，蜗牛可以成功入侵，而当小龙虾密度超过0.2个/m2时，蜗牛则很难建 群。同时，生态系统结构 改变影响 其生态服务 功 能。Tilman等[43]田间试验表明，提高生物多样性可以显着增加植物生产力和资源利用率。王秋生[44]通过植被控制土壤侵蚀模型得出乔木郁闭度大于0.3,灌草覆盖度大于40%可达到最佳水土保持效果。郭忠升[45]通过植被盖度与土壤流失量的关系式计算得出植被群落最大水土保持作用的临界盖度为80%.焦菊英等[46]认为黄土高原地区林草措施要发挥水土保持作用，林地有效覆盖度在最大坡度（35°）下为75.5%,相应的草地有效覆盖度为82.6%.另外，生态系统虫（鼠）等胁迫阈值的确定对其生态系统管理意义也很重大。生态阈值对于生态系统虫（鼠）害防御也具有重要作用。骆有庆等[47]研究表明，森林生态系统中杨树天牛的防治生态阈值为4.8个羽化孔，并指出对于以生态防护效益为主的防护林来说经济阈值具有局限性，而应以生态阈值作为害虫防治的参考依据。美国农业部及动植物健康检验局[48]对美国西部每年蝗虫成虫种群调查，认为蝗虫种群大于等于9.6头/m2时蝗虫暴发。廉振民等[49]对甘肃省祁连山东段草地蝗虫复合防治指标进行研究，指出在牧草受损量达到28头/m2时进行防治。韩崇选等[50]通过实验证实，啮齿动物主要危害10年以下幼树。徐满厚等[51]对单株梭梭（Haloxylonammodendron）整株危害程度与其冠下鼠洞总数进行数据拟合，得出二者呈指数函数关系，进而得到梭梭鼠害防治生态阈值鼠洞总数为5个/株。
2.2气候变化胁迫阈值
未来50~100年，全球气候将继续向增暖的方向发展[52],在未来气候变化情景下，全球变化对生态系统风险将进一步加剧。气温、降水和干旱对生态系统胁迫影响最为重要，这3个关键要素是确定生态安全阈值的重要指标，直接或间接影响着生态系统结构、功能及其植被群落的分布与组分[53-54].温度变化直接影响植物光合、呼吸、蒸腾等生理作用。Bachelet等[55]采用生物地理模型（MAPSS）和动态全球植被模型（MC1）相结合模拟，结果表明，若温度升高4.5 ℃，将使美国主要生态系统面临干旱的威胁，并将此值定为温度影响生态系统的安全阈值。Scholze等[5]将16种不同GCM模式输入动态植被模型LPJ,对气候变化影响全球生态系统的风险评估表明：即使大气成分保持不变，在全球增暖情景下未来200年的生态风险将持续增加，尤其是增温>3 ℃时，21世纪全球碳汇转化为碳源的风险为44%,径流增加的风险（80%）大于减少。Scheffera等[56]揭示在不同气候状态下寒带（45°-70°N）森林覆盖频率分布存在明显的替代模式。在寒带北端和在干燥的大陆南端，无树苔原和干草原分别是该区唯一可能存在状态。当温度超过一个显着的中间范围，这些无树状态则与寒区森林（大约75%的森林覆盖率）和两个以上稀疏林地（大约20%和45%的森林覆盖率）共存。然而，中间森林覆盖率（大约10%、30%、60%的森利覆盖率）则比较少见，表明这3种状态可能是瞬时存在的不稳定状态。假如该推断正确，气候变化将引起寒带生物群落巨大的非线性变化。Cavanaugh等[57]利用1984-2011年多年遥感影像和气象数据证实，沿美国佛罗里达州东北海岸的红树林面积呈增加态势，在这个区域红树林面积的增加对应于极端冷事件频率的降低，并且确定-4 ℃为与温度相关的生态阈值，该结论暗示红树林区域景观规模的增加也许会在气温胁迫阈值超过-4 ℃的其他区域出现。气温直接影响水体温度，不同浮游植物其最适温度各不相同，大多数浮游植物最适生长温度在18~25 ℃之间，藻类优势种群随着温度的变化而改变[58].Baker等[59]证实，区域海水表面温度0.1 ℃的上升已导致有记录以来珊瑚漂白区域数量35%的增加，而大规模珊瑚漂白事件即发生在0.2 ℃及以上温度海域。Li等[60]对干旱区生物土壤结皮中隐花植物多样性的维持机制进行了探讨，认为在区域尺度上，降水梯度决定着其种类的分布和盖度，如降水大于300mm的科尔沁和毛乌素沙区发育以藓类为优势的结皮，而在降水小于200mm的稳定沙丘发育以地衣为优势的结皮。Li等[61]研究发现：5和30mm降水事件是荒漠区植被NDVI开始响应和发生较大响应的阈值。其中，>30mm降水事件后NDVI的增长率是<30mm降水事件的3~6倍。Phillips等[62]通过研究极端干旱气候事件影响亚马逊热带雨林生态系统固碳服务功能，结果表明：2005年夏天爆发严重干旱，林冠层发生巨幅改变、生物量大幅降低，碳损失达到1.2Pg,对干旱胁迫非常敏感，碳截获能力降低。Wang等[63]对太湖地区氮磷湿沉降动态进行了研究，结果显示，太湖地区每年湿沉降输入全氮（TN）、全磷（TP）分别为30.2和1.1kg/hm2,且所有降雨中溶解氮浓度均大于水体富营养化阈值，92.5%的降雨中溶解磷大于水体富营养化阈值。
