国土空间生态保护修复重点区域识别研究

董毓伊 冯秀丽 黄俊杰 谢立建 张驰 程俊恺

摘要：研究目的：基于生态安全格局识别宁波市国土空间生态保护修复重点区域，并提出保护修复策略。研究方法：构建综合评价体系以确定生态源地，利用电路理论模型识别生态廊道和生态夹点，并引入廊道生态质量评价指标帮助确定各条廊道的合适宽度。研究结果：（1）识别生态源地23处，土地利用类型以林地为主。（2）识别生态廊道38条，廊道宽度集中在12～72 m。（3）宁波市生态廊道按质量分级，一级廊道6条，二级廊道10条，三级廊道22条，总体生态质量有待提高。（4）识别生态夹点区域14.37 km2，夹点的分布具有“南少北多、西多东少”的特点。研究结论：该方法识别了宁波市的生态源地、生态廊道及生态夹点，确定了廊道的适宜宽度，为国土空间生态保护修复重点区域识别提供有效的参考路径。

关键词：国土空间生态保护修复；生态安全格局；电路理论；生态廊道

中图分类号：F301.23 文献标志码：A 文章编号：1001-8158（2023）06-0096-10

基金项目：国家自然科学基金项目（42171255）。

从工业文明走向生态文明，国土空间的开发利用面临重大挑战。粗放型发展模式使城市建设空间与生态空间之间的冲突不断加剧，因此，亟待进行国土空间生态保护修复工作，而生态保护修复重点区域的识别是国土空间生态保护修复工作开展的基础[1-2]。1995年，俞孔坚[3]从景观生态学理论角度出发，在国内首次提出了“生态安全格局”的概念，并引入水平生态过程分析作为景观格局优化的支撑[4]。生态安全格局指的是城市生态系统中存在某种由点、线、面的生态用地及其空间组合构成的潜在空间格局，其对维护城市生态平衡和重要生态服务功能起着关键性作用[5]。

本文基于生态安全格局视角，将其中的“面—生态源地”“线—生态廊道”“点—生态战略点”定位为国土空间生态保护修复重点区域。当前生态源地的识别方法大致分为两种：直接选取生态源地[6]和构建综合评价指标体系[7]。在我国多省市的生态环境保护规划分区管控方案中，“优先保护单元”的划定多选择生态保护红线在内的饮用水源保护区、风景名胜区、森林公园和湿地公园。在这种直接选定的方式下，划定的区域过于宽泛，通常不能达到生态源地的标准[8]。构建综合评价指标体系通过多种指标的叠加，将筛选出的综合高值区作为源地，该方法可以定量地筛选生态源地，但若模式化地选取指标，可能导致识别的生态源地并不适用于当地的生态问题。生态廊道识别方法主要有“最小成本路径”和“电路理论”等[9-11]，但通过这些方法获得的结果只能停留在“线状走向”层面，而生态廊道的宽度容易被忽略或以主观判断为主，将导致生态廊道范围不明确，使得生态廊道面临与城市建设用地抢占空间以及生态廊道建设成本过高等问题。生态战略点的识别方法主要有“水文分析”“形态学分析”“电路理论”等[12-14]，根据研究目的，可以选取不同的识别方法。“水文分析”侧重于提取阻力值高的生态障碍点，“形态学分析”侧重于提取具有补给功能的生态踏脚石，而“电路理论”则更有利于提取对廊道连通性具有重要意义的生态夹点。

宁波市是全国重要的先进制造业基地和长三角南翼的经济中心之一，以化工、纺织、机械等产业为主。这些产业的发展造成了大量污染问题，以牺牲环境来换取经济发展。在快速城市化过程中，宁波市开展了垦荒、填海、采矿等活动，农田、湿地、森林、河流等生态系统受到破坏，土地利用生态风险上升[15]。近年来，随着国家宏观政策调整和区域发展导向的转变，宁波市积极进行生态转型，在保護生态环境的同时，思考如何合理利用和开发资源，以实现经济和生态的协调发展[16]。其中，生态保护修复重点区域的识别成为首要前提。因此，本文以宁波市作为研究区，对生态源地识别综合评价体系进行优化，以更准确地确定生态源地；利用电路理论模型识别生态廊道和生态夹点，并引入廊道生态质量评价指标确定各条廊道的最佳宽度，最终得到生态保护修复重点区域，为生态保护修复工程的开展提供科学参考。

1 研究区概况与数据来源

宁波市是五大计划单列市之一，面积9 816 km2，总人口608.47万人，2020年地区生产总值（GDP）达12 408.7亿元，增长率3.3%[17]，人口密度大，经济发展速度较快。宁波市地貌类型多样，中部、北部为平原区，东南部为沿海低山丘陵，西部以山区为主，境内有四明山、天台山两条主要山脉，主要河流有余姚江、奉化江、甬江，甬江由余姚江、奉化江在“三江口”处汇合而成，向东北流入海。本文所涉及的数据如表1所示。

2 研究方法

2.1 生态源地的识别

生态源地是构建生态安全格局的基础，指的是自身生态价值高，并且能够维持生态功能，促进生态过程发展的区域。本文认为生态源地的识别除了考虑斑块自身的生态系统服务功能，还需兼顾其在整个基质景观中的空间结构重要性，以及周围环境对斑块的威胁程度。因此，被选为生态源地的区域需要满足：（1）能够维持整个基质景观生态过程流动畅通；（2）能提供生态系统服务；（3）能够缓和区域的生态系统退化问题[20-21]。基于此，本文选取景观连通性、生态系统服务价值、生境质量三个指标来衡量斑块在基质景观中的重要性，最终得到生态源地。

运用自然断点法将景观连通性、生态系统服务价值、生境质量的计算结果划分为3级，分别选取三个指标中等级最高一级的区域进行叠加，从生态保护实践的角度上看，细碎斑块的生态功能辐射作用较弱，不足以被划为生态源地。所以，将剔除细碎斑块后所得到的结果作为最终的生态源地，各指标的具体计算方法见表2。

2.2 生态阻力面的构建

生态阻力面的构建是准确识别廊道的基础。生态过程的流动在不同土地利用类型上受到的阻力大小不同，已有研究多基于土地利用/覆被类型构建生态阻力面。为了避免忽略同种土地利用/覆被类型的内部差异，本文在构建生态阻力面时引入地形因素进行修正。除此之外，空间中的河流、交通建设等线状要素也会对生态过程的流动造成影响，道路会对生态斑块和生态过程产生阻隔作用，而河流则是重要的生境。对于线状要素，则根据距离远近对其产生的阻力进行赋值。地形、距离因子的修正可使生态阻力的空间差异更符合实际情况，因此，本文共选取土地利用类型、地形、距离因子三个方面的指标，作为阻力面的阻力因子[22-23]。然而，阻力系数的赋值并没有统一标准，本文参考前人研究和专家经验[24-25]确定了阻力系数，并采取层次分析法来确定各个因子在评价体系中的权重，对各评价指标采用赋值加权求和的方法来构建生态阻力面，结果见表3。

2.3 生态廊道和生态夹点识别

生态廊道是区域空间中物质、能量流动的主要通道；生态夹点是区域内电路密度较大的区域，对生态夹点进行治理可以显著提升廊道的连通性[26]。本文基于电路理论模型计算连接生态源地的生态廊道，并确定关键生态战略点——生态夹点。电路理论相较于MCR模型来说适用范围更广，且能模拟物种在廊道中的迁移路径和数量，因此可以对廊道的生态功能进行更加深入的分析和评价。电路模型最早由MCRAE[27]提出，将电荷在电路中随意游走的特性迁移到景观生态学中，把生态源地等价为电路的节点，将生态过程流动所受到的阻力视为电阻，通过电流密度值的高低来识别最佳的流动路径，并将累积电流密度值高的区域确定为显著影响生态廊道流通性的关键“夹点”。本文使用Linkage Mapper工具提取生态廊道与生态夹点。

2.4 确定生态廊道的宽度

目前对廊道宽度的研究多为针对单一野生动物物种迁移的所设定的廊道宽度或是基于软件的加权成本距离[28]，缺乏对城市生态廊道建设的指导意义。在城市规划中，多基于经验判断且统一规定廊道的宽度，如《上海市生态空间专项规划（2018—2035）》中规定“生态走廊宽度按1 000 m以上控制”。但生态廊道的宽度会受其基质的影响而有不同的适合宽度。本文提出了一种基于廊道生态质量评价的方法来设置生态廊道的宽度，使生态廊道的识别结果能更好地适应城市化区域人地关系紧张的特点，以期为生态廊道的建设和管理提供参考。

根据前人的研究，生态廊道区域应尽量将高质量的生境包含在内，以保证其生态系统服务功能发挥[29-30]。在城市中，生态廊道应具有保持生物多样性、防风固沙、水土保持、提供美学景观等多样的功能目标[31-33]。因此，本文基于廊道的综合生态质量来确定廊道的最佳宽度。依据宁波市“三线一单”生态环境管控方案和相关文献[34-35]，选取生境质量、水源涵养、土壤保持、植被覆盖度4个指标，构建廊道生态质量评价模型，定量评价廊道的生态质量，以确定最适合各条廊道的宽度。廊道生态质量评价模型中生境质量的计算方法见表2，产水、土壤保持、植被覆盖度的计算方法如下。

通过SPCA将相关的空间变量对因变量的影响程度分配到相应的主成分因子上，进行加权求和获得用于评价廊道生态质量的综合面。

不同类型的生态廊道，适合的廊道宽度值不同。当廊道宽度过窄时，对生物的宽度效益不显现[36]。当生态廊道过宽时，会减缓生物的移动速度，阻碍廊道两侧的生态过程交流。因此，生态廊道的宽度建设应限制在一定范围内，参考前人研究[37-39]，本文最终将生态廊道范围控制在1 200 m以内。

本文运用python进行迭代计算，将廊道宽度范围设置为0～1 200 m，对研究区内的生态廊道线状要素分别进行缓冲并统计廊道范围内的平均生态质量，寻找使平均生态质量达到最大时的宽度，将其确定为该条廊道的最佳宽度。

运用空间主成分分析法可获得廊道生态质量评价指标的特征值及其贡献率（表4），前3个指标的累计贡献率超过90%，将其确定为有意义的主成分，并根据其影响权重进行加权叠加，最终得到用于确定廊道宽度的生态质量评价结果。

3 结果与分析

3.1 生态源地识别结果

基于综合评价指标的计算结果，剔除破碎斑块后，本文共筛选出生态源地23处，面积2 880.85 km2，占宁波市面积的29.35%。宁波市生态源地可分为5个组团，呈现“山海相连”的格局（图1）。生态源地由更靠近内陆的山地向滨海滩涂湿地延伸，其空间分布较不均衡。北部与中部生态源地的数量少，这主要是因为受到“西高东低”的地形条件限制和宁波市“一核两翼、两带三湾”都市建设发展战略引导的影响。西南部多山地丘陵，生態系统服务功能高，受人类活动干扰少。东北部平原为宁波核心城区和余慈宁波北翼城区，在主城区内，人类活动密集，生态用地被建设用地侵占，生态源地缺失。

宁波市生态源地的土地覆盖类型如表5所示，最主要的土地覆盖类型为林地，主要包括宁波西部的四明山区，北部的翠屏山区，东北部的天童山区，西南部的天台山区以及东南部的象山县沿海丘陵。山地森林支撑起了宁波市的生态骨架，因此，应以森林生态系统提质增效为其保护重点，发挥其水源涵养、生物多样性保护、土壤保持等多方面的生态系统服务功能在宁波市规划纲领中，四明山区被定位为宁波市重要的生态功能和饮用水保护区，浙东地区重要的生态农业基地，长三角重要的休闲旅游目的地和我国生态文明建设示范区。作为宁波市重要的生态屏障，四明山区的生态保护工作刻不容缓，须重视生态源地的生态系统服务功能维护和绿色基础设施建设，充分发挥四明山区作为浙东“大绿肺”“宁波大水缸”的生态辐射效应。

将2016年宁波市规划局发布的《宁波市生态保护红线规划》图纸进行矢量化，并与本文识别的生态源地进行叠加。本文的识别结果与宁波市的生态管控区域分布整体重合率达到61.97%，其中生态源地与一级管控区的重合率较高，达到了71.51%，证明该生态源地指标可以有效筛选出宁波市的核心生态保护区域，验证了识别机制的可行性和可靠性，为后续生态安全格局构建打下了坚实基础。生态源地与二级管控区的重合率为60.01%。下降的原因是因为二级管控区多分布于一级管控区的边缘，宁波市公布的生态保护红线规划图采用连片划定的方式，使得管控区内存在大量的建设用地。本文的生态源地仅包括生态用地，生态源地用地类型的选取标准差异使得重合率下降。与生态红线划定的管控区相比，生态源地舍弃了许多景观连通性差的区域，这是生态源地的选取指标不仅仅关注生态斑块的自身生态现状，也重视其在整个景观格局中的起到的连通作用。以本文生态源地的识别方法所确定的源地，识别情况更合理，更符合实际发展情况。

3.2 生态阻力面构建结果

从土地覆被类型、地形、距离因子三个角度，设置不同的基本阻力值来模拟其对生态过程流动的阻碍作用。利用ArcGIS的空间分析功能对三因子进行加权叠加，得到研究区综合阻力面如图2所示，宁波市的生态阻力值分布在3.25～393.75之间，平均阻力值为95.9，78.54%的地区生态阻力值低于平均值。阻力低值区主要分布在宁波市西部和南部，此处生态用地集中，土地覆盖类型以林地为主，且少有交通干线经过，受人类活动干扰少，生态阻力值低。阻力高值区主要分布在东北部平原地区，其中镇海区、江北区、北仑区的生态阻力水平较高，平均阻力值分别为178.3、160.9和152.9。镇海区和北仑区是宁波市重要的工业基地和港区，江北区是宁波市的中心城区之一，人口密集，开发利用强度大，土地覆盖类型都以建设用地为主，生态用地少。

3.3 生态廊道识别结果

本文识别出的宁波市生态廊道共38条，总长度为477.49 km，廊道在部分地区会出现路径重合。将生态廊道进行编号，廊道的分布及其各自的最佳宽度如图3所示。生态廊道宽度为12～72 m之间的廊道有21条，宽度为132～180 m的廊道有4条，宽度为1 176～1 200 m的廊道有3条。宁波市生态廊道的宽度集中在12～72 m之间，主要是因为这些生态廊道的位置靠近建成区，周围环境中的生态用地受到建设用地的挤压，阻碍了生态廊道的扩宽。宽度为1 176～1 200 m的生态廊道多分布在远离城市建成区的远郊地区。宽度较宽的廊道所覆盖的范围内的土地覆盖类型主要以生态用地为主，土地覆盖类型结构较简单，景观基质的生态状况好。在确定生态廊道最佳宽度的基础上，可对生态廊道区域范围内的土地利用类型和生态现状进行分析，有助于提出因地制宜的保护措施和生态修复方案。

使用自然断点法将生态廊道按其平均生态质量值由高至低划分为三个级别，得到一级廊道6条，二级廊道10条，三级廊道22条（图4）。三级生态廊道呈现出了较低的廊道生态水平。位于宁波南部宁海与象山的三级廊道相连接的源地被村庄所分隔。位于宁波北部的三级廊道更是需要跨越宁波市主城区与余慈城区才能实现连接生态源地的目标。北部的三级廊道长度较长，且其路径方向和相连接的源点之间最短直线路径方向偏差较大，这是因为廊道在连接生态源地时避开了经济活动密集的城市建成区，主要沿平原地区的连片耕地分布。

二级生态廊道主要位于四明山区与天台山山区内， 所经过地区虽然拥有大量生态用地，位于鄞州区内的天台山东北余脉山区中仍散落着不少采石场、采矿场。该区域内，连年的采矿作业使得不少青山变成了秃山，加剧了区域水土流失问题，亟待治理矿山污染、恢复矿山植被。可因地制宜地选择土地复垦、再开发、林业生产、景观再造等生态修复工程对废弃矿区进行综合利用治理，提高其生态质量，保障该地区生态源地之间生态廊道连通的通畅性。19号、20号生态廊道主要连接宁波城市远郊和位于建成区近郊的生态源地，面临着生态用地被密集路网切割的问题。这两条廊道的主要土地覆被类型为耕地，受人类活动等外界活动干扰较多，因此呈现了较低的廊道生态质量水平。

一级生态廊道位于杭州湾沿岸的滩涂湿地，其开发程度较低，目前呈现的生态状况较好。但宁波作为一个滨海城市，其围填海活动较活跃。此处的生态廊道面临的未来生态风险高。因此对待陆域滨海地区，建议应加强海域海岸线修复，维护自然岸线，重视整治人工岸线，建设蓝色海湾。

3.4 生态夹点识别结果

宁波市生态夹点区域总面积为14.37 km2，呈现“南少北多、西多东少”的格局（图5）。生态夹点均位于生态阻力面上的低阻力值区域，且周围均为高阻力区域，因此生态夹点面临着较高的生态退化风险。宁波市生态夹点中有12处位于村庄内的农田和城市中的绿地。因为生态夹点多出现在生态廊道交会处，承担着重要的廊道连通功能，所以需要对生态夹点所在位置投入更多關注，进行重点保护。

4 结论与讨论

“山水林田湖草”生命共同体理念指导下所开展的国土空间生态保护修复，强调了整体保护、自然恢复。基于生态安全格局来识别国土空间生态保护修复重点区域即是在生态要素结构优化调整的基础上，针对识别结果辅助以生态修复工程等系统性措施，以提升生态系统功能，最终实现生态系统健康、区域生态安全[40]。宁波作为高度城市化的都市，经历了快速城市化阶段，环境资源和经济建设的冲突难以有效协调。但随着国家宏观政策调整和区域发展导向的转变，宁波市正积极进行生态转型。本文以宁波市为例，基于景观连通性、生态系统服务价值、生境质量来构建综合评价体系以确定生态源地，选取多指标建立生态阻力面，利用电路理论模型识别生态廊道和生态夹点，并引入廊道生态质量评价指标帮助确定各条廊道的最佳宽度，最终识别宁波市国土空间生态保护修复重点区域，并提出以下几点建议：

（1）生态源地的保护。生态源地是区域内的最重要的生态系统功能辐射源，应划定为城市生态空间中的“核心保护区”。山和海是宁波市的生态之基，森林和耕地为其打底。建议加强对四明山脉、天台山脉森林资源的保护，以增强其生态屏障功能。宁波市的生态源地蕴含着丰富的自然资源，其生态环境保护和经济发展之间的矛盾亟待缓和。近年来宁波市大力开发旅游资源，发展休闲旅游业与民宿经济。但盲目、不科学的建设活动使得宁波市乡村旅游普遍呈现“小”“低”“散”的状况，严重威胁生态环境。建议根据各生态源地的自然资源特征和其主要的生态系统服务功能，进行分区差异化防控保护，并采用“生态+文旅”的发展模式，探索一条“绿水青山就是金山银山”的可持续发展道路。

由于特殊的地理位置，海洋成为了宁波市的第二道生态屏障。宁波的滨海生态源地主要位于前湾新区，前湾新区被明确定位为长三角区域一体化发展的标志性战略性大平台，是宁波向现代化滨海大都市目标而迈出的重要一步。前湾新区保留有包括杭州湾国家湿地公园在内的多个滨海湿地。湿地具有涵养水源、固碳增汇、维持生物多样性等多种生态系统服务价值，并且杭州湾滨海湿地是世界候鸟迁徙的必经通道。因此，要加强杭州湾滨海湿地的恢复和综合治理工作。杭州湾滨海湿地紧邻城镇建设区，围填海活动频繁，大量的滩涂转变为建筑用地，使得区域内滨海湿地景观生态发生剧烈的变化[41-42]。随着新产业落户前湾新区，在前湾新区的开发规划中应统筹经济与生态要素，注重发挥滨海生态源地的生态效应辐射作用，将生态保育融入市民生产生活。

（2）生态廊道的修复。宁波市生态廊道为源地建立起生态联系，土地利用类型主要为耕地的廊道多位于城乡交界处，其所受到的人类活动干扰多，廊道生境破碎化较为严重。建议加强农田整治工程，提高耕地产能[43]。同时，通过格局优化使得耕地布局集中连片，充分发挥连片耕地的作用，建设乡野田园生态带。

（3）潜在生态廊道的开发。靠近城市建成区的生态廊道可以拓展的绿色空间有限，因此宽度较窄。此时可以发挥天然河流廊道的作用。姚江、奉化江、甬江流域以及平原水系共同构成了宁波市河流密布的生态水网。在现代城市生活中，滨水绿色空间是最贴近城市居民生产生活空间的“生态体验区”，对城区人居环境的品质提升起到重要的作用。河流廊道建设有助于保护城市中心建成区的生态本底，其规划应得到重视。如何设计具有当地城市特色的沿河绿色基础设施，为城市居民提供亲水、舒适的滨河人居环境空间是一个需要进一步探讨的话题。

（4）生态夹点的保护。生态夹点对维持生态廊道的流通性起到重要的作用。生态夹点多位于被中高阻力区域包围的低阻力区域，如建成区内的绿地，由于其位置的特殊性，易受到周围环境的干扰而生态退化。建议构建重视城区绿地的扩增及养护工作，构建农田缓冲带，预防生态夹点区域被建设用地侵占。

經对比验证，本文所识别的生态源地、生态廊道结果与自然资源现况和生态红线规划较为匹配，对国土空间生态保护修复重点区域识别具有一定的参考性。因此该方法为识别生态源地、生态廊道、生态夹点，以及确定生态廊道的宽度提供了一个有效的路径，可为区域生态修复提供方法支持，帮助识别国土空间生态保护修复关键区，统筹确定生态修复重点区域，并针对主要生态问题明确各分区生态修复的主要方向。

参考文献（References）：

[1] 方莹，王静，黄隆杨，等.基于生态安全格局的国土空间生态保护修复关键区域诊断与识别——以烟台市为例[J] .自然资源学报，2020，35（1）：190 - 203.

[2] 闫玉玉，孙彦伟，刘敏.基于生态安全格局的上海国土空间生态修复关键区域识别与修复策略[J] . 应用生态学报，2022，33（12）：3369 - 3378.

[3] YU K J. Security patterns in landscape planning with a case in south China[D] . Boston： Harvard University， 1995： 6 - 8.

[4] YU K J. Landscape ecological security patterns in biological conservation[J] . Acta Ecologica Sinica， 1999， 19（1）： 8 - 15.

[5] 陈利顶，景永才，孙然好.城市生态安全格局构建：目标、原则和基本框架[J] .生态学报，2018，38（12）：4101 -4108.

[6] 李恒凯，刘玉婷，李芹，等.基于MCR模型的南方稀土矿区生态安全格局分析[J] .地理科学，2020，40（6）：989 -998.

[7] 汉瑞英，赵志平，肖能文，等.基于最小累积阻力差值模型的北京市生态安全格局构建[J] .水土保持通报，2022，42（3）：95 - 102.

[8] PENG J， PAN Y J， LIU Y X， et al. Linking ecological degradation risk to identify ecological security patterns in a rapidly urbanizing landscape[J] . Habitat International， 2018， 71： 110 - 124.

[9] MAO G Z， DUAN X X， NIU Z N， et al. Application of source-sink theory and MCR model to assess hydrochemical change risk in Lhasa River basin， Tibet， China[J/OL] . Environmental Impact Assessment Review， 2023， 101. doi： 10.1016/j.eiar.2023.107124.

[10] 潘越，龚健，杨建新，等.基于生态重要性和MSPA核心区连通性的生态安全格局构建——以桂江流域为例[J] .中国土地科学，2022，36（4）：86 - 95.

[11] 李伊彤，荣丽华，李文龙，等.生态重要性视角下东北林区县域生态安全格局研究——以呼伦贝尔市阿荣旗为例[J] .干旱区地理，2022，45（5）：1615 - 1625.

[12] CAO Y， YANG R， CARVER S. Linking wilderness mapping and connectivity modelling： a methodological framework for wildland network planning[J/OL] . Biological Conservation， 2020， 251. doi： 10.1016/j.biocon.2020.108679.

[13] 张美丽，齐跃普，张利，等.基于Linkage Mapper与粒度反推法的太行山中北段生态节点识别与分析：以河北省阜平县为例[J] .生态与农村环境学报，2020，36（12）：1569 - 1578.

[14] 于婧，汤昪，陈艳红，等.山水资源型城市景观生态风险评价及生态安全格局构建——以张家界市为例[J] .生态学报，2022，42（4）：1290 - 1299.

[15] 田鹏，李加林，史小丽，等.浙江省土地利用格局时空变化及生态风险评价[J] .长江流域资源与环境，2018，27（12）：2697 - 2706.

[16] 陈炳，曾刚，曹贤忠，等.长三角城市群生态文明建设与城市化耦合协调发展研究[J] .长江流域资源与环境，2019，28（3）：530 - 541.

[17] 宁波市统计局，国家统计局宁波调查队.宁波统计年鉴（2021） [M] .北京：中国统计出版社，2021：1 - 7.

[18] LENG P， LI Z L， DUAN S B， et al. A practical approach for deriving all-weather soil moisture content using combined satellite and meteorological data[J] . ISPRS Journal of Photogrammetry and Remote Sensing， 2017， 131： 40 - 51.

[19] TANG R L， LI Z L， An end-member-based two-source approach for estimating land surface evapotranspiration from remote sensing data[J] . IEEE Transactions on Geoscience and Remote Sensing， 2017， 55（10）： 5818 - 5832.

[20] 蒙吉军，王雅，王晓东，等.基于最小累积阻力模型的贵阳市景观生态安全格局构建[J] .长江流域资源与环境，2016，25（7）：1052 - 1061.

[21] 吴健生，张理卿，彭建，等.深圳市景观生态安全格局源地综合识别[J] .生态学报，2013，33（13）：4125 - 4133.

[22] LI C， WU Y M， GAO B P， et al. Construction of ecological security pattern of national ecological barriers for ecosystem health maintenance[J/OL] . Ecological Indicators， 2023， 146. doi： 10.1016/j.ecolind.2022.109801.

[23] 后雪峰，屈清，江英志.基于GIS的揭陽市城市生态安全格局构建[J] .华南师范大学学报（自然科学版），2021，53（3）：83 - 92.

[24] 孙枫，章锦河，王培家，等.城市生态安全格局构建与评价研究：以苏州市区为例[J] .地理研究，2021，40（9）：2476 - 2493.

[25] 王晓玉，冯喆，吴克宁，等.基于生态安全格局的山水林田湖草生态保护与修复[J] .生态学报，2019，39（23）：8725 - 8732.

[26] 苏冲，董建权，马志刚，等.基于生态安全格局的山水林田湖草生态保护修复优先区识别——以四川省华蓥山区为例[J] .生态学报，2019，39（23）：8948 - 8956.

[27] MCRAE B H， BEIER P. Circuit theory predicts gene flow in plant and animal populations[J] . Proceedings of the National Academy of Sciences， 2007， 104（50）： 19885 - 19890.

[28] 宋利利，秦明周.整合电路理论的生态廊道及其重要性识别[J] .应用生态学报，2016，27（10）：3344 - 3352.

[29] LI L， HUANG X J， WU D F， et al. Optimization of ecological security patterns considering both natural and social disturbances in Chinas largest urban agglomeration[J/OL] . Ecological Engineering， 2022， 180. doi： 10.1016/ j.ecoleng.2022.106647.

[30] 朱强，俞孔坚，李迪华.景观规划中的生态廊道宽度[J] .生态学报，2005，25（9）：2406 - 2412.

[31] FLEURY A M， BROWN R D. A framework for the design of wildlife conservation corridors with specific application to southwestern Ontario[J] . Landscape and Urban Planning， 1997， 37（3 - 4）： 163 - 186.

[32] LI F， PAN B， WU Y Z， et al. Application of game model for stakeholder management in construction of ecological corridors： a case study on Yangtze River Basin in China[J] . Habitat International， 2017， 63： 113 - 121.

[33] 吴婕，萧敬豪，李晓晖，等.广州生态廊道生态价值实现的规划策略与政策路径[J] .规划师，2023，39（3）：137 -143.

[34] 赖承义，左舒翟，郑小曼，等.基于生态系统健康指数的宁波四明山区域森林服务功能价值评估[J] .中南林业科技大学学报，2021，41（10）：111 - 121.

[35] 蓝雪春，程岚.宁波市水土保持区划研究[J] .中国水土保持科学，2017，15（1）：141 - 147.

[36] 李王鸣，刘吉平，王纪武.城镇生态廊道规划研究——以浙江湖州市埭溪镇为例[J] .城市发展研究，2010，17（3）：75 - 79.

[37] CARLSON C， CANTY D， STEINER F， et al. A path for the Palouse： an example of conservation and recreation planning[J] . Landscape and Urban Planning， 1989， 17（1）： 1 - 19.

[38] WANG Y J， QU Z Y， ZHONG Q C， et al. Delimitation of ecological corridors in a highly urbanizing region based on circuit theory and MSPA[J/OL] . Ecological Indicators， 2022， 142. doi： 10.1016/j.ecolind.2022.109258.

[39] BUENO J A， TSIHRINTZIS V A， ALVAREZ L. South Florida greenways： a conceptual framework for the ecological reconnectivity of the region[J] . Landscape and Urban Planning， 1995， 33（1 - 3）： 247 - 266.

[40] 曹宇，王嘉怡，李国煜.国土空间生态修复：概念思辨与理论认知[J] .中国土地科学，2019，33（7）：1 - 10.

[41] LIU R Q， XU H， LI J L， et al. Ecosystem service valuation of bays in East China Sea and its response to sea reclamation activities[J] . Journal of Geographical Sciences， 2020， 30（7）： 1095 - 1116.

[42] 朱琳，黄玉玲，杨刚，等.基于GEE的杭州湾海岸线遥感提取与时空演变分析[J/OL] .自然资源遥感，2022. http：//kns.cnki.net/kcms/detail/10.1759.P.20220923.1122. 008.html.

[43] 漆信贤，张志宏，黄贤金.面向新时代的耕地保护矛盾与创新应对[J] .中国土地科学，2018，32（8）：9 - 15.

Research on the Identification of Key Areas for Ecological Protection and Restoration： A Case Study on Ningbo City

DONG Yuyi， FENG Xiuli， HUANG Junjie， XIE Lijian， ZHANG Chi， CHENG Junkai

（School of Civil & Environmental Engineering and Geography Science， Ningbo University， Ningbo 315211， China）

Abstract： The purpose of the paper is to provide a scientific method to determine the critical areas for ecological conservation in urban areas， to propose targeted protection and restoration strategies. The research methods are to identify the ecological sources based on the comprehensive evaluation system， to extract the ecological corridors and ecological pinch points by using the circuit theory model， and to determine the appropriate width of each corridor by introducing corridor ecological quality evaluation indicators. The results reveal that： 1） a total of 23 ecological sources are identified， which should be classified and protected. The land-use type of ecological sources is mainly forest. 2） 38 potential ecological corridors are identified， and the corridor widths are concentrated at 12～72 m. 3） Ningbo ecological corridors are graded according to their quality， with 6 primary corridors， 10 secondary corridors and 22 tertiary corridors. The overall ecological quality needs to be improved. 4） The total area of the identified ecological pinch points is 14.37 km2， mostly distributed in the northeast of Ningbo. In conclusion， the method identifies ecological source， ecological corridors and ecological pinch points in Ningbo relatively quickly， and the distribution of the identified ecological security pattern elements matches the current situation of ecological natural resources and constructs a corridor ecological quality evaluation model to determine the appropriate width of corridors， providing an effective reference path for the optimization of ecological security patterns.

Key words： territorial space protection and restoration； ecological security pattern； circuit theory； ecological corridor

（本文責编：陈美景）