基于MSPA-Conefor-MCR路径的生态网络优化及其构建——以彭泽县为例

王 越，赵雯琳，刘纯青

（江西农业大学 园林与艺术学院，江西 南昌 330045）

【研究意义】党的十九大报告指出，生态文明建设是关乎中华民族永续发展的千年大计。2019年，中共中央国务院发布《中共中央国务院关于建立国土空间体系并监督实施的若干意见》（简称意见），在延续山水林田湖草生命共同体理念的同时，还强调要保护生态屏障，构建生态廊道和生态网络。此外《意见》将原有各类独立的空间规划有机融合到一个文本、一张蓝图上去，意味着国土空间规划体系下的城市绿地系统规划相对于城乡规划体系下的城市绿地系统规划更注重规划范围内生态空间要素的系统性、完整性[1]。结合《城市绿地规划标准GB/T 51346—2019》中对绿色生态空间进行生态网络保护的要求及《意见》中对空间规划的系统性、完整性要求，利用“基质-斑块-廊道”理论构建绿色生态网络[2-3]。【前人研究进展】生态网络这一概念最早萌芽在欧洲，在数年的发展后首次出现在美国总统里根的环境报告中[4-5]。时至今日欧美等各国学者都基于其国土特征对生态网络展开了大量研究。北美学者在生态网络的研究的目光多聚焦于荒地、国家公园、风景名胜、自然保护区的生态网络建设[6-7]。欧洲学者主要研究如何构建生态廊道并使其在土地集约化背景下做到人类活动与生态环境的和谐一致[8]。在我国，生态网络的研究相较于欧美学者而言起步较晚，但研究的内容具有多专业融合的复杂科学发展趋势：针对区域景观，齐松等[9]站在地理学视角下融合大尺度景观，地理信息系统（GIS）技术景观生态学理论，对江西省宜春市袁州区进行了大尺度景观生态格局分析及其格局优化。王越等[10]在对国内外生态网络的研究不同学科视角下，总结此前存在的生态源地与结构性廊道选取、景观格局分析等潜在问题并进行分析研究，提出两套基本的规划方案，开拓了形态学空间格局分析（MSPA）的新视角。陈小平等[11]，陈竹安等[12]采用最小累计阻力模型（MCR），分别对鄱阳湖生态经济区和余江县的生态格局展开研究，开拓了景观、经济与生态学下的生态网络研究视角。青菁等[13]在最小累计阻力模型的基础上进行了理论替代，使用物理学电流理论与最小成本路径理论规划小相岭山系中大熊猫的生境斑块之间的生态廊道。在生态学与国土规划方面，傅强等[14]基于生态网络构建生态空间安全格局，为生态空间的管控办法提供决策支撑，统筹处理城镇空间与生态空间之间的用地矛盾。在大尺度生态网络构建中，王玉莹等[15]利用形态学空间格局分析方法与最小累计阻力模型分析江苏省潜在生态廊道，并对廊道、斑块进行了非常重要、比较重要与一般重要的分级，体现了大尺度研究与小尺度研究之间的管控差别。

【本研究切入点】生态网络（ecological network，EN）在本研究中以廊道的形式作为物质依托，将研究区内的生态空间要素联系起来并构成网络，重点将生态控制线内的核心性、关键性生态空间要素及其之间的道路打通，形成主次分明、完整系统的绿色生态空间网络布局[16]。基本思路是在形态学空间格局的基础上识别具有生态源地潜力的核心区斑块，利用连通性评价确定生态源地，最后通过最小累计阻力模型与重力模型提取结构性廊道和重要廊道，其中面临的几个主要问题有：作为生态源地的选取依据的形态学空间格局分析技术，历来的学者少有对前景要素的分辨率与研究尺度做对比分析，景观尺度对生态网络构建的影响极大，因此如何在本研究统一研究尺度与像元尺度是构建生态网络的前提；进行连通性分析时，斑块间的距离阈值也应当依循研究尺度，因此如何在统一尺度下构建廊道并兼顾经济成本与生态效益是生态网络的价值；以及最小累计阻力模型赋值方案的影响因素。【拟解决的关键问题】（1）本研究不但将核心区斑块与桥接区斑块作为生态源地的筛选范围，还考虑了生态敏感区，将研究范围内的生态高敏感区也作为MSPA分析的前景要素，避免了核心区与桥接区外部的在生态学上有重要意义的斑块被忽略的情况。同时在进行MSPA 分析时，发现tiff 格式的二值栅格图像在进行腐蚀与分割时对像元尺度的敏感性强，因此又将前景要素进行了不同像元尺度下的数学运算，最后选取30 m分辨率作为最佳研究尺度。（2）进行连通性评价时，其各参数的结果对廊道阈值具有较高敏感性。一定面积的研究范围中，大部分核心区斑块彼此之间的相互距离体现了较大随机性，当廊道阈值过小时，会导致廊道集中在核心区斑块密度较大的地方，而研究范围边缘具有重要生态意义的核心区斑块与网络体系脱节；而廊道阈值过大时，生态效益低下的核心区斑块会产生较大的廊道建设成本。因此作者将生态网络评价方法中成本比参数作为辅助，对廊道阈值进行科学选取，将生态效益与经济成本进行协同分析，对网络体系进行优化，并以此作为构建生态网络的前提。（3）在构建阻力面时，考虑到专家评分制度会受到专家本身研究方向、价值取向等主观因素制约，本研究将不同土地类型对生物迁徙的阻力大小作为基础，通过夜间灯光数据修正城区、乡镇之外人类活动密集区域的阻力值，更加客观地从物种迁徙的角度出发，构建生态网络体系。

1 研究区概况

九江市彭泽县（29°35′～30°06′N；116°22′～116°53′E）土地总面积共1 532.41 km2，林地面积占全域土地面积的55.35%，共848.18 km2，水域面积占全域土地面积的10.60%，共162.46 km2，有丰富的水域、山林资源。此外，彭泽县现存的陆栖脊椎动物265 种，有国家重点保护野生动物24 种，其中国家一级保护野生动物有：野生梅花鹿华南亚种、云豹、豹、白颈长尾雉、白鹤、东方白鹳、黑麂等7种，二级保护动物17种。

2 数据来源与技术方法

2.1 数据来源与处理

本文采用的数据有：（1）彭泽县2018年土地利用数据（资料来源于彭泽县人民政府自然资源局）；（2）彭泽县2018年遥感影像（资料来源于彭泽县人民政府自然资源局）；（3）30 m 分辨率的数字高程产品（数据来源：http://www.gscloud.cn/）；（4）彭泽县植被覆盖数据（数据来源：http://www.gscloud.cn/）以及从其他行政部门处收集的专题资料等。

2.2 主要技术与方法

为保证彭泽县生态网络的科学系与可行性，在构建生态网络时引入（形态学空间格局分析法-景观连通性分析法-最小累计阻力模型）MSPA-Conefor-MCR 方法构建最小成本廊道和绿色生态空间要素的整合。

构建彭泽县生态网络时需要尊重研究区自然基底，利用“基质-斑块-廊道”理论构建生态保护网络；构建绿色生态空间网络的重点在于生态空间要素的分类与廊道的构建。根据《城市绿地规划标准GB/T 51346—2019》中对生态空间要素分类标准，将水源地、河流湖泊、湿地、林地、自然保护区、水土流失保护区、生态敏感区等作为构建生态网络的绿色空间要素。

2.2.1 MSPA形态学空间格局分析法 利用专家打分法确定彭泽县生态敏感区域，并综合考虑绿色空间要素，以此作为MSPA 方法的前景要素确定八大景观类型的核心区斑块。MSPA 技术是将Tiff 格式的二值栅格图像的像元要素进行分割、腐蚀，划定为七种不同景观类型且互不相交的栅格图像格式[10]，作为一种偏向测度结构连接性的方法被在本研究中对彭泽县的土地利用数据进行重分类之后提取林地和水域作为前景要素[17]，并叠加生态敏感区。通过形态学分析之后将前景要素分为核心区、桥接区等不同景观类型。对前景要素中重要的核心区与桥接区进行连通性分析，筛选出对连通性有重要意义的景观类型，提取出生态源地与现有的结构性廊道。

核心区是前景要素中像元面积较大的生态空间要素斑块，桥接区是连接核心区之间的载体。核心区斑块与桥接区斑块是维持区域生态多样性、物种交流的重要保障。

2.2.2 斑块连通性分析（Conefor）与网络体系评价法（Cr）经过MSPA方法筛选出核心区斑块之后，需要对区域内具有较大面积的核心区斑块进行连通性评价以确定生态源地。目前学界主流的评价指标有连接指数（1），可能连通性指数（2），斑块重要性指数（3）。

综合考量以上参数后通过自然断点法筛选出具有重要生态学意义的大面积核心区斑块作为生态源地。

2.2.3 最小累计阻力模型（MCR）通过网络体系评价法选取最优方案后进行景观连通性评价，并综合考虑核心区斑块的面积大小筛选具有生态源地作用的核心区斑块，利用最小累计阻力模型提取最小成本廊道，构建出一个完整的生态网络。

图1 研究区概况Fig.1 General situation of the study area

3 结果与分析

3.1 生态敏感区状况

对彭泽县现状数据进行整理，其中作为生态保育绿色生态空间要素的生境斑块（图2）。此外，还需考虑彭泽县的生态敏感区，本研究采用专家打分法[18]对彭泽县生态敏感地区进行单因子叠加评价（图3）[19]。

图2 生态空间要素Fig.2 Ecological space elements

图3 彭泽县生态敏感区分布Fig.3 Distribution of ecologically sensitive areas in Pengze County

3.2 基于MSPA技术的景观类型识别

从敏感性分析可以看出，彭泽县以林地与水域为高敏感地区，将敏感区与生态空间要素进行叠加后发现，敏感区包括生态保育空间要素[20]，所以将林地与水体作为MSPA 分析的前景要素进行核心区景观类型识别。

考虑到彭泽县县域范围内林地与水域面积与周长较大，分布较多，假使前景要素的尺度过大会无法识别林地与水域中对连通性起较大作用但面积较小的景观类型，而尺度较小则会使得林地与水域的破碎化程度加剧。将前景要素文件尺度设置为10 m、30 m、60 m 与90 m导入Guidos软件进行空间格局分析，最后采用30 m 的栅格大小作为研究尺度（图4），相对于10 m 精度的结果来说破碎化程度明显更小，相对于60 m 精度的结果来说，30 m 精度对县域东北耕地的识别度更高，60 m 和90 m 的精度对此处及面积中等的河流湖泊识别度不高，经过作者实地考察发现芳湖与太泊湖周边具有重要生态意义的带状区域被识别为桥接区，与本身作为候鸟栖息地的实际作用相悖。综上所述，30 m精度避免了夸大细节导致的破碎化，对中小河流、湖泊的识别度更高，筛选出的具有生态源地潜力的核心区斑块更具代表性。30 m 精度下的彭泽县景观类型分析及统计见下表（表1）。

图4 不同精度的MSPA分析结果Fig.4 MSPA analysis results with different accuracy

表1 30 m×30 m精度景观类型分类统计Tab.1 Statistical table for classification of 30 m×30 m precision landscape types

3.3 基于Conefor软件的景观连通性评价

研究范围内核心斑块的连通度是衡量其对于生物迁徙、物种扩散的定量评价方法，在生态学中，生物多样性与生态系统的稳定与统一景观连通性都具有重要的参考意义[21]。

利用Conefor 软件，构建不同连通阈值下的廊道方案成本，选取成本较低且生态效益较高的生态网络方案。从而计算研究范围具有生态源地潜力的核心斑块的IIC、PC、dPC 指数，再对各斑块进行重要性程度排序，选取若干个能够作为生态源地的核心区斑块，并利用自然断点法对这些斑块进行重要性排序。

3.4 生态源地选取

综合考虑MSPA 景观格局识别结果与彭泽现状，将面积大于1 km2的27 个生境斑块作为具有生态源地潜力的核心区斑块（如图5）。

图5 彭泽县生态源地分布Fig.5 Distribution of ecological sources in Pengze County

对以上选取的27个具有生态源地潜力的核心区斑块进行连通性评价，目前学界对于确定源地间距离阈值的科学性还未有定论[22]，作者发现图论技术中的成本比参数可以较为科学的衡量选取源地时具体的距离阈值。成本比可以用来量化构建生态网络过程中的成本并从侧面反映该方案的可行性，公式如下成本比（4）：

图6 成本比/斜率趋势Fig.6 Cost ratio/slope index trend

该研究以100 m 的连通阈值作为起点，以100 m 作为增幅，将连通性距离阈值4 000 m 作为终点模拟不同距离阈值下的廊道数量与理想廊道长度结果如下图所示：

从增长率（k）上来看，斑块间的廊道阈值在0～700 m出现了明显的负增长。且在700 m时，该廊道方案的经济成本最低。但生态廊道的基本功能是满足最普遍生境内的物种迁徙与生态过程，虽然此区间内经济成本一直处于较低水平，但也意味着只有少部分生态源地进行了廊道连通，在功能上并不能满足生物过程与物种迁徙对生态网络的基本要求。在1 000～1 100 m区间，首次出现了增长率上的极大值，意味着空间上生态源地密集区以外的中部生态源地开始出现廊道连通。从增长率上也可以看出此时的k属于数列中的极大值，是异常现象，并不能说明该方案下的生态网络发挥了完整的功能。并且在廊道阈值位于1 500～1 600 m 时，出现了第二次的大数值增长，此时区域内边缘区生态源地也开始产生廊道连通，因此出现第二次异常值。而且此后成本比的增长率（k）都在缓步且稳定增长。成本的不断缓慢增长意味着没有异常现象出现，同时也代表区域内大部分重要生态源地都被廊道连通。只有少部分类似于孤岛的生态源地在廊道阈值增大的过程中与周边临近的生态源地产生冗余的廊道连通。建设成本缓慢上升但生态效益也基本停滞。因此在1 500～1 600 m廊道阈值时，是生态网络方案的分界点。

分析廊道模拟结果得知，当距离阈值过小时出现的廊道少，廊道长度短，因此廊道成本高。当阈值不断增加至500～1 000 m 时发现成本呈现断崖式下跌是由于彭泽县中部密集的核心区斑块在此尺度下具有较多廊道，然而彭泽县四周的核心区斑块由于距离过小反而没有廊道出现，因此此时的距离阈值并不适合作为参考标准。通过图示可知，当距离阈值在1 600 m 时出现了较大变化，1 500～2 000 m 的廊道方案成本在0.97～0.98，当距离阈值不断增大时，彭泽县与范围内廊道数量激增且长度也随之变化，此时的廊道方案将彭泽县边缘核心区斑块都进行了廊道链接，从生态学角度来看这些核心区斑块与彭泽县中部的大面积核心斑块相隔甚远，且与城区、道路、村落等有交叉，对物种迁徙造成较大威胁。如果盲目增大距离阈值会忽略廊道与人类活动范围交叉的区域的生物断裂点、暂歇点的建设成本。因此将连通阈值设立在1 600 m时是较为合适且成本适中的方案。

因此利用Conefor 软件计算连通性时选取的连通距离阈值1 600 m，连通概率为0.5。通过IIC、PC 和dPC 连通指数，对彭泽县具有生态源地潜力的核心区斑块进行连通性分析，选取出dPC 指数＞1的生境斑块作为生态源地（表3）。

表2 基于Conefor 2.6的景观连通性排序Tab.2 Landscape connectivity ranking based on Conefor 2.6

表3 各地类的基础阻力值Tab.3 Impedance values of each landuse type

3.5 基于MCR模型的最小成本廊道构建

如今对阻力面的构建与赋值方法往往依赖专家打分制度，此类传统都夹杂着专家本身的研究方向、研究经验等主观因素，因此未必能客观地考虑到不同土地类型对特定物种的阻碍程度。彭泽县本土的重点保护动物有野生梅花鹿华南亚种、云豹、豹、白颈长尾雉、白鹤、东方白鹳、黑麂等7种，二级保护动物17种，包括鹿科、雉科、鹤科、猫科等。综合考虑到彭泽县内复杂的生物种类，本研究以土地类型作为彭泽县阻力面构建的基础因素[23]，引入夜间灯光数据（数据来源：NASA网站http://reverb.echo.nasa.gov）。研究表明，夜间灯光数据能够有效反映地区内的经济交流情况、人口活动情况与人口密集程度。因此引入夜间灯光数据可以有效弥补土地类型未考虑人类活动轨迹的局限性，通过以下公式对不同土地类型进行修正[24]：

式中R′i表示斑块i经过夜间灯光数据修正后的阻力值，TLIi表示属于地类a的斑块i的夜间灯光值，TLIa是地类a的平均夜间灯光值，Ri为斑块i的基础阻力值，

值得注意的是，水域环境受人为活动的影响较小，夜间灯光值在水域环境中就失去了意义，通过夜间灯光值修正水域环境的阻力时会使水域环境对包括24 种国家一级保护动物在内的生物迁徙阻力过小，这不符合陆地生物的生活习惯，所以在针对水域环境的地形阻力修正过程中，仍保持基础阻力[25-26（]表4）。

最小累计阻力模型的重点是对生态源地的选取与阻力面的构建，根据景观连通性指数、斑块重要性指数对生境斑块面积大于1 km2的核心区斑块进行连通性分析后，选取dPC 指数大于1 的9 个斑块作为生态源地。

同时根据夜间灯光数据对基础阻力面进行修正，采用30 m×30 m精度的栅格大小对彭泽县土地利用数据进行栅格计算，得出彭泽县最小累计阻力模型的成本数据。

然后在ArcGis 10.2 平台上利用Distance 工具的cost-distance 模块，输入9 个生态源地的栅格数据和成本数据，计算出成本数据上的每一个单元到生态源地的最小累计阻力，最终综合出针对9 个生态源地的彭泽县最小累计阻力模型（如图7）。

图7 彭泽县最小累计阻力模型Fig.7 Model of least cumulative resistance in Pengze County

将利用连通性识别后的9 个生态源地分别作为ArcGis 10.2 平台上cost-path 模块中的源和目标，结合成本距离栅格数据与成本回溯链接栅格数据生成潜在生态廊道36条（如图8）。

图8 彭泽县潜在生态廊道示意图Fig.8 Schematic diagram of potential ecological corridor in Pengze

3.6 基于重力模型的重要生态廊道识别

重力模型可以识别各生态源地之间的相互作用矩阵，通过量化标准评价研究范围内生态源地之间的相互作用强度，生态源地之间的相互作用强度侧面反映了连通其之间的最小成本廊道的有效性与必要性。原理是生态源地面积较大且生态源地之间的廊道成本小则相互作用强度高，此时廊道重要性程度也高，从而对廊道的选取提供依据[11]。

利用重力模型对9 个生态源地的相互作用力进行计算，构建吸引力矩阵。从表5 可知，彭泽县生态廊道的总面积为6 762.02 hm²。生态廊道在彭泽县的核心区景观类型中面积为4 908.39 hm²，占生态廊道总面积的72.45%，说明彭泽县内的核心区生境斑块除了作为物种的栖息地外，还能作为生物迁徙的物质载体。在桥接区景观类型中的面积为284.64 hm²，占总面积的4.20%，桥接区与潜在生态廊道的交叉可以从一定程度反映生态网络的复杂程度，说明潜在生态廊道系统的复杂程度中等。

表5 基于重力模型的生态源地间相互吸引力矩阵Tab.5 Interaction matrix between ecological sources based on gravity mode

此外，通过将潜在生态廊道与土地构成类型的建设用地、林地等进行面积对比，可以初步判断生态网络的可行性。表4 可知，潜在生态廊道在林地中的面积为6 068.78 hm²，占潜在廊道总面积的89.75%，林地本身就是生物栖息繁衍的重要斑块，同时又构成彭泽县潜在生态廊道的主要部分，因此需要对林地进行封山育林等手段对彭泽县内的生境斑块进行保护；由于彭泽县内耕地面积大，范围广，同时也是生物迁徙中等阻力地区，所以潜在生态廊道在耕地中的占比较少，为3.52%；水域在潜在生态廊道中的面积占比也很小[27]，虽然彭泽县水域系统丰富，但水域对于生物迁徙来说还是具有一定的阻碍作用，为4.74%。彭泽县内的草地面积少，分布较集中，所以只占潜在生态廊道的0.85%。同样的，由于建设用地与其他用地对生物迁徙的极大阻力[28]，占用的潜在生态廊道面积仅为1.13%和0.01%。

表4 生态廊道土地利用类型构成Tab.4 Land use types composition of ecological corridors

因此对选取的9个生态源地而构成的生态网络在土地利用构成上是可取的，但需要注意的是在将来的城市发展与城镇化过程中要严格控制城市扩张与潜在生态廊道之间的矛盾，在未来的发展建设过程中要尽可能避免占用生态廊道。

图9 彭泽县生态廊道Fig.9 Ecological corridors in Pengze

基于重力模型判断潜在生态廊道的重要性与保护的优先级是对生态网络的主次关系评价的重要依据[29]，根据表6的源地间相互作用强度可知重要廊道15条，一般廊道21条。

由表6 可知，源地21 与25 之间的相互作用最强，表明彭泽县内这两个源地的关联度最高，生物迁徙所耗费的成本最低，物质交换的程度最高，生物交流的可能性最大，因此对源地21～25 的廊道进行重点保护可以促进彭泽县内生态网络的统一性和完整性。源地2，4，10对其他的源地来说源地间的相互作用强度最弱，表明这3个源地对其他源地来说生物迁徙成本较高，距离较远，容易受到外界影响使得廊道发生断裂，不利于生物交流，应对这一部分廊道进行生物踏脚石的规划，降低生物迁移的成本。

3.7 生态网络优化

考虑到研究区现状和生态网络的构成结果，本研究以新增生态断裂点和生态暂歇点作为优化方法。

3.7.1 生态暂歇点 生态廊道是作为物种迁徙和生物扩散的物质载体，生态廊道的稳定性与安全性直接影响生态网络的有效性（图10）。

图10 暂歇点分布Fig.10 Distribution of temporary points

研究区下方的生态源地面积大，数量多，生态过程发生的可能性大，对生态网络的稳定性要求高，考虑到研究区左下角向上部迁移过程中面临的生态压力和综合阻力，发现这一区域内的生态过程受到人类活动影响的可能性大，生态廊道本体容易发生断裂，因此需要建设具有生物暂歇作用的暂歇点斑块，又名踏脚石。这类生态斑块对生态廊道与生态网络的稳定性提升有极大的促进作用，在实际情况下，对具有大尺度穿越性的廊道而言，往往会出现与周围生态源地割裂的情况。如彭泽县长江段与南部生态源地密集的部分，可以明显地看到中部、北部、最南部都各有一条孤立的廊道，对物种迁徙与生态过程而言会受到较大阻力与风险。因此，考虑对生态源地进行缓冲分析，将生态廊道与生态源地缓冲区进行叠加分析。本研究综合生态廊道、生态源地与生态源地缓冲区对廊道交点、源地内交点与缓冲区内交点进行暂歇点规划，运用ArcGIS技术确定27个生态暂歇点，具体分布在研究区以南，集中在大浩山山脉等处。

3.7.2 生态断裂点 生态网络在构成上有可能与研究区人类交通密集区域发生冲突，使得生态过程危险性与综合阻力增大[30]，还容易损伤生态网络本体的景观功能[31]。生态网络与人类交通活动发生关系的区域被称作生态断裂点[32]，根据彭泽县现存的道路数据进行生态段裂点识别，分布在城镇道路系统中的生态断裂点共55 个，而与农村道路系统发生冲突的生态断裂点多达303 个。与城镇道路系统发生冲突的生态断裂点主要分布在长江支流与大浩山山脉。为避免人类活动与生态过程发生正面冲突的可能性，应对生态断裂点进行工程措施的修复，如建立生物专用的天桥、涵洞[33]，预留足够的生态空间，区域绿地周边建设缓冲区，尽可能缩减人类活动干扰，尽可能扩大生态过程的稳定性（图11）。

图11 断裂点分布Fig.11 Distribution of fracture points

4 讨论与结论

本研究的技术路线是以土地利用数据为基础，通过生态敏感性评价确定MSPA 方法的前景要素，利用景观连通性评价与斑块重要性指数，在考虑生境斑块面积的基础上确定具有生态源地作用的核心区斑块，利用夜间灯光数据修正阻力面，使用最小累计阻力模型构建生态网络，修复生态断裂点、建设生态暂歇点[34]。从生态网络内部到外部同时对生态网络进行优化，进一步提升彭泽县的景观连通性与生态廊道的稳定性，调节人与自然之间存在的矛盾，促进土地资源整合，落实山水林田湖草命运共同体。

研究结果表明：（1）彭泽县生态源地主要分布在彭泽县的南部和北部，中部的景观连通性差、景观类型单一、综合阻力高，对南北部的生态过程起到了抑制作用；需要对研究区南部和北部的生态源地进行缓冲区保护，特别是生态源地21 与17 需要重点保护。（2）彭泽县生态网络的主要构成部分是林地，整体稳定性高，安全性强。但也有4%的生态廊道占用了水域面积，为避免水域对物种迁徙带来的阻碍，考虑在南部的太泊湖等处的水体进行缓冲林建设，为生物提供生物暂歇点。（3）彭泽县生态网络中具有重要意义的生态廊道15条，主要分布在研究区南部，其中廊道21～25和21～18需要重点保护。（4）彭泽县生态网络目前有生态断裂点55个，主要分布在廊道密度最大的南部和北部，需要在将来规划中充分考虑到交通网络与生态廊道之间的冲突，对生态断裂点进行如生物天桥、涵洞的规划；生态暂歇点15个，主要分布在研究区南部，需要在将来的规划中确定暂歇点斑块。

本研究的创新性体现在：（1）使用MSPA方法时考虑到不同像元大小对景观类型的识别能力，本研究选取20，30，60，90 m精度作为对照，根据实际情况有效避免了不同研究精度下的数据准确性的影响；（2）在进行连通性计算之前对方案的连通距离阈值引入了成本比参数，避免了主观盲目选择距离阈值的问题从而增加了成果的说服力与可行性；（3）综合考虑景观类型与用地数据外，增加夜间灯光数据作为修正阻力面的补充，避免了人类活动强度与土地利用数据上可能出现的非线性关系，使得阻力面的构建更符合实际情况；（4）将结果与土地利用数据进行对比，避免生成的生态网络过度占用人类活动范围，结果发现生成的生态网络占林地面积的将近90%左右，说明生态网络的可行性成立。

本研究的不足之处在于：（1）生态廊道的宽度目前并无行业规范的公认标准，本研究在综合考虑俞孔坚[35]、林菁[10]等团队的不同尺度的生态网络研究，最终以县级生态网络的廊道宽度为本研究的选取标准[11-14]。（2）2021年7月颁布的《江西省国土空间总体规划（2021—2035年）》（征求意见稿）中，包含彭泽县等长江段的行政区域依规要建设成美丽长江岸线江西段，本研究通过生态网络的形式对彭泽县内的生态要素进行整合，但不包含美学要素，故在将来的生态网络规划研究中还需要在满足基本生态需求的条件下进行美学尺度与生态环境的融合思考。

致谢：江西省高校人文社会科学研究项目（JC19118）同时对本研究给予了资助，谨致谢意！