基于生态安全格局的县域国土空间生态保护修复关键区域识别——以抚州市宜黄县为例

黄丽萍，向芳芳，陈荣清

东华理工大学测绘与空间信息工程学院

在城市化和工业化快速发展的时代背景下，高强度的土地开发和利用瓜分了生物的栖息地，导致景观破碎化，严重影响生物的迁徙和能量的流动，进而导致生物多样性减少、生态系统服务功能下降。为了维护国土空间生态安全、提升生态系统服务总体功能，构建良好的国土空间生态安全格局，识别出需要保护修复的关键区域，是国土空间生态保护与修复的重要基础，也是创建生态友好型社会的重要举措。

目前，国土空间生态修复的研究在概念内涵[1]、技术范式[2]、修复策略[3]等方面已取得丰硕成果。但与单个要素的生态修复不同[4-6]，国土空间生态修复将“山水林田湖草沙”作为生命共同体，强调全域全过程的协同治理[7]，重视生态用地空间布局的整体考量，修复成效也更为显著。基于生态安全格局的构建，从生态系统完整性与景观连通度出发，识别国土空间生态修复的关键区域成为新的研究热点[8-12]，对国土空间生态修复规划具有重要的指导意义，但目前县域尺度的国土空间生态保护修复关键区域识别的相关研究仍较少。

生态安全格局的构建现已形成“识别生态源地—构建景观综合阻力面—提取生态廊道”的基本框架，但构建的理论和方法却多种多样，已有部分学者对各类方法进行了对比与评价[13-14]，仍未形成普遍认可的规范和评价标准。其中，生态源地识别的方法主要包括直接选择法、综合评价法[15-17]和形态空间格局分析方法（MSPA）等。不同于其他2 种方法，将斑块或廊道单独提取出来进行景观连通性分析，欠缺考虑生态系统的系统性和完整性，MSPA 从像元层面识别出研究区内对景观连通性具有重要作用的区域，可以精准地判断景观的类型和结构，仅依靠单一数据(二值图)，即可得到强调结构性连接且景观结构类型精确的重分类图[18]，常结合conefor 软件来实现景观连通性评价，进而筛选得到生态源地[19]，增加了生态源地识别的科学性[20]。

景观综合阻力面主要通过综合指数法叠加阻力因子形成，主要包括土地利用类型、地形地貌、交通网络、植被覆盖度、水土保持功能与敏感性评价[21]等阻力因子，外加利用夜间灯光数据[22]进行阻力面修正。本文将生态保护重要性评价结果作为评价指标之一构建综合阻力面，综合MSPA 强调空间结构与生态保护重要性评价强调生态系统服务功能的优点。生态廊道的提取方法较多，其中，将最小累积阻力模型（MCR）和重力模型[19,23-24]相结合的方法，可以判断不同生态源地的相互作用力强弱，但不如基于电路理论[22,25-29]的方法，可以利用电子在电路中随机游走的特性，更接近于实际生物迁徙，能够保留生态廊道多路径扩散的可能性。将这2 种方法相结合，利用MCR 模型和重力模型形成生态源地相互作用矩阵，进一步判断基于电路理论所识别生态廊道的重要性，强调生态源地的相互作用关系，也能保留生态廊道多路径扩散的可能性。最后，在生态安全格局构建的基础上，基于电路理论，识别生态夹点和障碍点，进而识别宜黄县国土空间生态保护修复的关键区域，并对关键区域进行修复分区，提出相应的修复建议。这对宜黄县国土空间生态保护修复规划的落实具有实际意义，也对其他地区的国土空间生态保护修复规划具有借鉴意义。

1 研究区域与研究方法

1.1 研究区域

宜黄县位于江西省中部偏东、抚州市中南部（116°01′E～116°28′E，27°03′N～27°43′N），辖8 镇、4 乡、1 个工业园区、2 个垦殖场，总面积1 937.5 km2（图1）。宜黄县东接武夷山脉，西倚雩山山脉，东南西三面环山，且以低山丘陵为主，南高北低，属于中亚热带湿润季风气候。宜黄县在抚州市，乃至江西省具有举足轻重的生态战略意义，目前有2 个省级自然保护区，分别为中华秋沙鸭自然保护区和华南虎省级自然保护区，1 个省级湿地公园，即百鹭洲省级湿地公园，1 个省级森林公园，即卓望山省级森林公园（分布在2 处）。

图1 宜黄县行政区划与自然保护区分布Fig.1 Administrative division and distribution of nature reserves in Yihuang County

1.2 数据来源

本研究所采用的宜黄县2020年土地利用现状数据、生态保护重要性评价结果数据（抚州市双评价成果）、路网数据和河网数据来源于宜黄县自然资源局；宜黄县30 m×30 m DEM 数据，来源于地理空间数据云(https://www.gscloud.cn)。

1.3 研究方法

1.3.1 生态源地识别

生态源地是具有重要生态作用，边界较明显、内部相对均质的空间区域。本研究结合MSPA 景观格局分析与景观连通性评价实现生态源地的识别。

MSPA 是运用一系列形态变换的图形学原理，采用腐蚀、扩张、开运算、闭运算等将图形进行分割、识别、分类等的图像处理方法[30]。将研究区6 类土地利用类型中的林地、草地和水域提取出来作为前景数据，其余类型设定为背景数据。为了保留研究区细小重要的景观要素，将栅格单元大小设置为30 m×30 m[23]。运用Guidos Toolbox 软件对栅格数据进行MSPA 分析，采用八邻域分析法将前景分割成7 个功能不同的景观类型（表1）。

表1 MSPA 7 种景观类型及生态学含义Table 1 Seven landscape types of MSPA and their ecological implications

景观连通性评价，即判断各景观要素之间连通性的强弱，常用的指标主要是整体连通性指数（IIC）、可能连通性连接指数（PC）和斑块重要性指数(dPC）。其计算公式如下：

式中：n为区域内斑块的总数；ai和aj分别为斑块i和j的面积，hm2；mlij为i和j之间最短路径的连接值；为景观总面积，hm2；为斑块i和j之间全部路径概率的乘积最大值；PCremove为去除该斑块后的可能连接度指数。

通过conefor 2.6 软件，将斑块连通距离阈值设置为2 500 m，连通的概率设置为0.5，选用PC 和dPC 2 个指数，对具有重要连通性意义的核心区和连接桥进行景观连通性评价，并选用面积大于60 hm2、dPC＞4 的10 个斑块作为生态源地，而1＜dPC＜4 的斑块作为核心区，dPC＜1 的斑块作为连接桥。

1.3.2 结合生态保护重要性评价的综合阻力面的构建

选取土地利用覆盖、地形地貌和生态保护重要性3 个评价指标，利用栅格计算器，采用综合指数加权法构建综合阻力面。其中，指标权重(表2)参照相关文献[21]和专家意见，采用层次分析法将各指标的重要性进行两两比较，采用和积法确定权重，权重结果已通过一致性检验。生态保护重要性指标采用的是生态保护重要性评价的结果，结合了生态系统服务功能重要性评价和生态敏感性评价，生态系统服务功能重要性包括生物多样性维护、水源涵养和水土保持。生态敏感性是指水土流失脆弱性。在此，将生态保护重要性评价结果作为评价指标之一构建综合阻力面，综合了MSPA 强调空间结构和生态保护重要性评价强调生态系统服务功能的优点。

表2 阻力值权重与赋值表Table 2 Weight and assignment table of resistance value

1.3.3 集成MCR-重力模型-电路理论的生态廊道的识别

MCR 和电路理论是2 种常用于识别生态廊道的模型。其中，MCR〔式（4）〕是一种探讨生物从一个生态源地迁移到另一个生态源地的运动过程所耗费最小累积阻力的模型，常用技术方法是采用ArcGIS 软件的成本距离工具，识别每个生态源地质点到其他生态源地质点的潜在路径作为潜在生态廊道，再根据重力模型〔式（5）〕测算各生态源地的相互作用力，选择生态源地相互作用力较强的连接路径作为重要生态廊道。电路理论将物种或基因作为电子，景观被视为导电表面，利用电子在电路中随机游走的特性[29,31]，模拟物种或基因在生态系统中的扩散过程[28,32]，技术方法是使用ArcGIS软件中的扩展工具Linkage Mapper 中的Linkage Pathways Tool，输入生态源地和电阻力面，基于“成本加权距离&欧式距离”识别生态廊道。

MCR 和重力模型结合的优点在于能系统考虑土地覆被单元的相关关系[22]，但构建的生态廊道经过生态源地质点，欠缺考虑多路径扩散的可能性[33]，而电路理论构建的生态廊道是识别生态源地之间的最小耗费路径，不存在质点，通过模拟生态系统中物种运动的轨迹，能有效实现物种多路径表达的可能性[25]。

综合2 个方法的优点，本研究将MCR 和重力模型相结合，采用ArcGIS 软件的成本距离工具和Excel 表格工具，识别潜在生态廊道（但不采用），形成生态源地相互作用矩阵。其次，基于电路理论（采用Linkage Pathways Tool）识别新的生态廊道，并基于生态源地相互作用矩阵，进一步判断电路理论识别的生态廊道的重要性，即将相互作用力大于5 的生态源地之间的生态廊道作为重要生态廊道，其他则为一般生态廊道。

式中：MCR 为生态源地到其他点的最小累积阻力值；fmin为最小累积阻力与生态过程的正相关函数[19]；Dij为斑块j到i的空间距离；Ri为斑块i空间扩张的阻力系数[19]；Gij为斑块i和j之间的相互作用力度；Ni和Nj分别为斑块i和斑块j的权重系数；Dij为斑块i和j之间潜在廊道阻力的标准化值；Pi为斑块i的整体斑块阻力；Si为斑块i的面积，hm2；Lij为斑块i和j之间潜在廊道的累积阻力值；Lmax为区域廊道累积阻力最大值。

1.3.4 基于电路理论的生态夹点和障碍点的识别

生态夹点是指面积相对较小，但生态重要性较高并与生态源地和生态廊道联系密切的节点。生态网络中的障碍点是严重影响物种迁徙的区域。基于电路理论，通过ArcGIS 中的扩展工具Linkage Mapper 中的Pinchpoint Mapper 和Barrier Mapper 工具识别生态夹点和障碍点，生态夹点、障碍点分别根据其累计电流值的前20%确定，其中累计电流值为相对值，无单位。然后将生态夹点、障碍点与河网、路网和土地利用现状进行叠加分析，确定需要重点修复的关键区域。

1.3.5 生态网络评价

为了判断生态网络的连接性和复杂性，采用网络结构指数〔包括网络环通度指数（α）、网络连接度指数（β）、网络连通性指数（γ）和廊道密度指数（ρ）[19]〕对生态廊道进行分析。计算公式如下：

式中：L为实际廊道数量；V为节点数量，一般表现为生态源地的数量；Lmax为网络最大可能廊道数；A为研究区面积，hm2。

2 结果与分析

2.1 基于MSPA 景观格局分析与统计

根据MSPA 分析结果（图2）以及MSPA 景观类型统计[23]（表3）可知，宜黄县核心区景观面积占生态用地（林地、草地和水域）面积的55.04%；其次是连接桥，占比为31.21%；占比最低的是岛状斑块，占比为0.78%。说明宜黄县生态用地连通性整体较高，大型斑块占比高。另外，环岛作为斑块内部物质能量流动的主要通道，占比为5.02%。

2.2 生态源地景观连通性评价与空间分布

对图2 中的核心区和连接桥进行景观连通性评价[20]，并将原有的核心区和连接桥进行重分类，dPC＜1 的作为连接桥，1＜dPC＜4 的作为核心区，dPC＞4 且面积大于60 hm2的作为生态源地，最终确定10 个生态源地（图3），总面积为687.64 km2，占研究区域的35.49%，主要集中在东南部地区。斑块重要性最大的是8 号生态源地，为华南虎自然保护地所在区域，其dPC 为56.42(表4)，其次是5 号生态源地，dPC 为21.72。

图3 核心区与连接桥景观连通性评价结果Fig.3 Evaluation results of landscape connectivity between the core area and the connecting bridge

2.3 综合阻力面的构建

根据表2 的各类阻力因子[21]，构建宜黄县综合阻力面(图4)。综合阻力值较大的地区主要集中在宜黄县中心城区以及各乡镇的居民点所在地。宜黄县的东南部是华南虎自然保护地，由于其植被覆盖度高、人为干扰度低，因此阻力值较低。

图4 宜黄县综合阻力面Fig.4 Comprehensive resistance surface of Yihuang County

2.4 生态廊道的空间分布与生态网络评价

生态廊道是物种、能量流动的重要通道，也是最小累积阻力路径和最小耗费路径。首先，基于MCR模型，利用ArcGIS 的成本距离工具，识别基于MCR 模型的潜在生态廊道〔图5（a）〕，并结合重力模型，测算得到生态源地相互作用矩阵[34]（表5）；其次，基于电路理论[27]的Linkage Mapper 工具箱中的Linkage Pathways Tool，识别基于电路理论的生态廊道〔图5（b）〕；最后，根据生态源地相互作用矩阵，将图5（b）生态源地相互作用力大于5 的生态廊道作为重要廊道，其他廊道作为一般廊道，得到最终的生态廊道〔图5（c）〕。生态廊道共19 条，总长度为60.25 km，其中包括7 条重要生态廊道（长度为9.52 km）和12 条一般生态廊道（长度为50.73 km）。由表5和图5 可知，宜黄县生态源地主要分为南北2 个版块，北边版块为1 ～6 号生态源地，南边版块为7～10 号生态源地，2 个版块内部之间的相互作用力较大，说明其内部相互关系较为密切。加强重要生态廊道的建设和维护，能更好地促进2 个版块内部生态源地之间物种的和能量的流动。

表5 基于MCR 模型与重力模型的生态源地相互作用矩阵Table 5 Interaction matrix of ecological sources based on MCR model and gravity model

图5 生态廊道识别与提取Fig.5 Identification and extraction of ecological corridors

对比基于MCR 与重力模型识别的重要生态廊道和基于电路理论识别的生态廊道的生态网路结构特征指数，发现后者的α、β、γ指数[35]相较于前者均有所提升，只有ρ指数稍微下降（表6）。因此只采用基于电路理论识别的生态廊道，结合基于MCR 和重力模型形成的生态源地相互作用矩阵，形成最终的生态廊道〔图5（c）〕。

表6 基于不同模型下的生态网络结构特征指数Table 6 Characteristics index of ecological network structure based on different models

2.5 国土空间生态保护修复关键区域识别

2.5.1 待修复生态夹点识别

考虑到不同生态廊道宽度阈值的设置可能会对生态网络以及生态夹点的识别有影响，将生态廊道阈值分别调整为800、1 400 和2 500 m。由图6 可以看出，随着阈值从800 m 增至1 400 m，生态流运动的路线数量增加，当阈值为2 500 m 时，生态夹点的累计电流减少，但生态夹点始终分布在一定区域范围内，表明生态廊道的宽度阈值不会对生态夹点的位置产生显著影响[9,22,27]。

图6 不同阈值下生态夹点识别的累计电流值Fig.6 Cumulative current diagram of ecological pinch points recognition under different thresholds

选择生态夹点显示较为明显的2 500 m 作为生态廊道的宽度阈值。采用自然断点法[9]，选择累计电流前20%（＞0.12）的区域作为生态夹点，如图7（a）所示，共计20 处。从空间区位上看，主要分布在中部地区宜黄水河流两岸的凤冈镇和二都镇，以及西部和东南部海拔地势较高的地区，分别是黄陂镇和新丰乡。

图7 生态夹点、障碍点空间分布Fig.7 Spatial distribution of ecological pinch points and obstacle points

2.5.2 待修复生态障碍点识别

采用Barrier Mapper 工具，将最小探索距离设为50 m，最大探索距离设置为200 m，步径设置为50 m，采用自然断点法，选择累计电流前20%（＞33.48）的区域作为障碍点，共计26 处。从空间区位上看〔图7（b）〕，障碍点分布区域与生态夹点相近，主要分布于河流、道路与生态廊道的交汇处，部分分布在城镇周边的农业用地，相较于生态夹点，障碍点分布面积更大，多数呈块状分布。

2.6 国土空间生态保护修复关键区域修复策略

2.6.1 国土空间生态保护修复关键区域叠加分析与修复分区

国土空间生态修复关键区域主要为生态夹点、障碍点聚集地，是生态源地连通的关键节点，但由于河流、道路的阻隔，或城镇建设用地的阻挡，地势海拔较高，以及农业用地生态保护不足等问题，限制了生态廊道的畅通，对生物的迁徙造成阻碍。修复关键区域，对生态安全格局构建，维护生态系统的稳定具有重要意义。将生态夹点、障碍点与河流、路网以及土地利用现状进行叠加分析，结果如图8（a）所示。综合分析判断土地利用现状与存在的主要问题，将生态修复关键区域[9]划分为5 类修复分区，分别为农业用地生态建设区、城镇绿地建设维护区、河道治理修复区、生态用地维护修复区以及道路生态廊道畅通区〔图8（b）〕。

图8 生态修复关键区域及其修复分区Fig.8 Key areas of ecological restoration and their restoration partitions

2.6.2 国土空间生态保护修复关键区域修复分区特征与修复策略建议

农业用地生态建设区共有5 处，主要位于风冈镇和二都镇，总划定面积为196.77 hm2。农业用地作为非生态用地，人类干扰度大，表现为土地整治过度，农间道路、沟渠硬化，加速了农业生态系统的破碎化，破坏了生物原有的生境质量。在土地整治过程中，要进行生态化的设计，如建设生态沟渠、生物池、生物通道等，促进农田与生态用地的连通，增强景观单元的可达度。

城镇绿地建设维护区共2 处，位于二都镇，总划定面积为9.08 hm2。该区域城镇内部建设用地密集，生态斑块破碎化，阻碍了生物迁徙。应加强建设互联互通的廊道公园，以及沿道路、河岸等的绿色廊道，实现各类公园的串联，建设城市绿地蓝绿空间。

河道治理修复区共9 处，主要位于风冈镇、二都镇和中港镇，总划定面积为181.21 hm2。该区域为生态廊道与河流的交汇处，是生态廊道的踏脚石，具有重要的廊道连通意义。可以建设生物多样性观测站，对河流生态进行定期观测，加强河道水系连通、河道清淤疏浚，护岸护坡新建加固，布设动物通道，促进运河两岸动物的自然交流。

生态用地维护修复区共10 处，主要位于黄陂镇、凤冈镇、二都镇和棠阴镇，总划定面积为286.31 hm2。该区域主要为生态用地，是生态廊道的关键节点，具有重要的廊道连通意义。但个别区域表现为障碍点，原因可能是生态用地破坏受损严重，生态敏感性强，缺乏维护和治理。应加强该区域绿色植被的建设和维护，修复受损生态用地。

道路生态廊道畅通区共12 处，主要位于风冈镇的河港口—东井公路，棠阴镇的里塔—崇仁公路、桃上—宜黄公路、帘前—白槎公路，二都镇的石门街—宁都公路，连接圳口乡、神岗乡和新丰乡的圳口—新丰公路，东陂镇的厚村—莲花公路，总划定面积为277.76 hm2。该区域为生态廊道与道路交汇处，由于道路的拦截，阻碍了生物的迁徙。可以通过建设桥下涵洞进行改良，并在道路两旁设立警示牌和监测点，保障生态廊道的畅通。

3 讨论

宜黄县森林覆盖率为76.86%，拥有2 个省级自然保护区，具有举足轻重的生态地位，但随着城市化的发展，生态破碎化、景观连通性差等问题逐渐显现，本文在县域尺度上，基于生态安全格局进行宜黄县国土空间生态保护修复关键区域识别的研究，可作为现有研究尺度[36]的补充，助力宜黄县国土空间生态修复规划落地，提高国土空间生态保护修复的成效。在生态源地识别上，选用MSPA 方法，充分考虑生态系统的系统性、完整性与景观的连通度[24]。在景观综合阻力面构建层面，将生态保护重要性评价结果[21]作为评价指标之一构建综合阻力面，综合MSPA 强调空间结构与生态保护重要性评价强调生态系统服务功能的优点。在生态廊道的提取上，目前大多数研究结合MCR 和重力模型[19,21]来识别和提取生态廊道，或单独基于电路理论[22,37]来识别生态廊道。本文将MCR 和重力模型以及电路理论2 种方法相结合，综合了MCR 模型和重力模型强调生态源地的相互作用关系以及电路理论能够保留生态廊道多路径扩散可能性的优点。在生态修复关键区域识别上，本文研究思路与相关文献[8,10]较为一致，基于电路理论，采用自然断点法精准识别生态修复关键区域，并对其土地利用现状及相关特征进行深入分析，划定关键区域修复分区。但本文仍有不足之处，如景观阻力面的构建上，人为干扰层面的因素考虑欠缺，仍有待进一步深入研究。

4 结论

（1）基于MSPA 识别生态源地、以生态保护重要性评价结果作为评价指标之一建立生态综合阻力面，集成MCR-重力模型-电路理论识别生态廊道，构建了宜黄县生态安全格局。可知，宜黄县有10 个生态源地，主要分为南北2 个版块，总面积为687.64 km2。生态廊道共19 条，总长度为60.25 km，包括7 条重要生态廊道和12 条一般生态廊道。

（2）在生态安全格局的基础上，基于电路理论识别出宜黄县待修复生态夹点20 处，障碍点26 处。根据宜黄县关键修复区域的土地利用现状与存在的主要问题，最终确定待修复关键区域38 处，总划定面积为951.13 hm2，划分为5 个关键区域修复分区，分别是农业用地生态建设区、城镇绿地建设维护区、河道治理修复区、生态用地维护修复区和道路生态廊道畅通区。