基于“生态质量—生态网络”框架的生态修复区识别研究

关键词：生态质量；生态用地；生态网络；生态修复；武汉市

中共十九大报告明确指出，要实施重要生态系统保护和修复重大工程，优化生态安全屏障体系，构建生态廊道和生物多样性保护网络，提升生态系统质量和稳定性。为了推进山水林田湖草沙冰一体化保护和系统修复，加强生态建设和生物多样性保护，监测生态系统保护成效，开展生态质量评估成为亟需推动实施的工作。2021年，生态环境部发布《区域生态质量评价办法（试行）》；这套评价办法主要针对县级及以上行政区划，在评价区域得到一个生态质量的综合值，评价结果没有实现栅格可视化，无法进行栅格尺度上的空间差异监测。此外，基于景观生态质量[1]、遥感生态指数[2]以及通过“压力—状态—响应（PSR）”模型[3]、“自然—社会—经济”理论[4]、“基础—结构—效益—胁迫”框架[5]等构建生态质量综合性评估体系的研究，则存在评估体系不完善、涉及社会经济指标而无法实现栅格可视化等问题。

构建生态网络是控制生态空间萎缩、维护生态功能、守住生态底线、实现区域生态安全的重要途径，对于优化国土空间结构、提升生态系统质量和稳定性具有重大意义[6-8]。基于“廊道—斑块—基质”理论的“生态源地识别—阻力面设置—潜在廊道提取”方法已经成为生态网络构建的基本模式[9]。生态源地识别方法可以借助已有的自然保护地，也可以从生态功能重要性评价[9]、生态适宜性评价等方面展开[10]，而综合考虑生态系统服务、生态脆弱性、景观连通性等[11]多项因素可以更全面有效地识别生态源地，自然生态本底质量也应该被考虑进来[12]；廊道提取则多利用最小累积阻力模型[9-13]、电路理论[11，14]等方法。

构建生态网络是国土空间生态修复的重要基础，而识别生态修复区则是实施生态修复的重要前提[13]。近年来，通过构建生态网络格局来识别生态修复区逐渐受到关注，一般遵循“生态源地识别—生态廊道提取—生态修复关键区识别”的研究思路，多通过“夹点”[11，14]、障碍区[15-16]和廊道重要性[17]来识别重点修复区域；而生态源地外围边缘区域一般与农业空间、建设用地衔接，这些区域往往用地类型结构复杂、生态质量偏低、生态系统服务功能不足[18-19]，是主要的生态用地破碎区，也是实施生态修复的重点区域[13，20]。因此，在实现区域生态质量监测和生态网络构建的基础上，识别生态源地边缘区域的生态修复区，是实施生态修复所面临的需求[21]。

武汉市生态本底优越，但长期以来的城镇扩张引起了生态空间破碎、生态系统退化、生态质量降低等问题；有必要监测评估区域生态质量、构建生态网络、识别生态修复区，以应对国土空间生态保护和修复的需求。本文以“本底—功能—结构”为框架进行区域生态质量的栅格可视化监测评估；基于“生态质量—生态用地”模式构建区域生态网络，并区分陆地和水域的生态源地核心区、缓冲区；评估“生态源地缓冲区”的生态修复优先等级，识别生态修复关键区。研究结果可以为武汉市生态保护和修复提供支撑，研究方法可以为区域生态质量评估、生态网络构建、生态修复区识别研究提供参考。

1研究区概况与数据来源

1.1研究区概况

武汉市，是湖北省省会、国家中心城市，引领华中地区、长江中游城市群的发展；地处江汉平原东部、长江中游，北部以大别山余脉为屏障，汉江与长江交汇于城区中心，形成两江三地的格局；市内湖泊密布、江河纵横，被称为“百湖之市”，水域面积占全市总面积的四分之一。近20年以来，武汉市城镇空间迅速扩张，根据武汉市2002年土地利用变更调查数据库，城镇建设用地约1201.375km2，而在武汉市第三次国土调查主要数据公报中，城镇建设用地约2109.636km2，增长了约75%；一方面有效支撑了武汉市的城市建设和经济社会发展，但同时也引起了林草地退化、湖泊水源地萎缩、生态系统质量和稳定性降低等问题，亟需开展国土空间生态保护和修复。因此，以武汉市为研究区探索生态质量监测、生态网络构建、生态修复区识别具有显著的实践意义和科学价值。

1.2数据来源

研究所需的数据包括行政区划、水系网、湖泊水库等矢量基础底图数据（来自地理国情监测），2000—2020年的遥感影像（ASTERGDEM30m分辨率数字高程、LandsatTM、LandsatOLI/TIRS来自https：//www.gscloud.cn/，MCD19A2来自https：//ladsweb.modaps.eosdis.nasa.gov/）、土地利用/覆被栅格数据（1985—2020年全球30m精细地表覆盖动态监测产品[22-23]来自https：//data.casearth.cn/，数据总体精度为82.5%，kappa系数为0.784）。基于ENVI5.3软件对遥感影像进行辐射定标和大气校正。将所有矢量和栅格数据统一投影、裁剪至相同的地理范围，栅格数据统一为30m分辨率，以土地利用/覆被数据为基础进行空间校正。矢量和栅格数据的投影变换、重采样、栅格裁剪等处理，通过ArcGIS10.2软件完成。

2研究方法

2.1基于“本底—功能—结构”框架的生态质量评估

以“本底—功能—结构”为框架，构建生态质量（EcologicalQualityIndic，EQI）评估体系（表1）。本底以水域改进遥感生态指数表示[24]，代表了植被、水、气候、空气质量等生态本底要素的基本状态；功能以生态系统服务功能综合指数表示，利用InVEST模型实现，模型参数设置参考相关研究[25-27]；结构以生态系统组织力[28]表示，即生态系统结构的稳定性，利用FragstatsV4.2.1软件实现；指标权重和目标计算基于ENVI5.3软件通过主成分分析方法完成[2]，取第一主成分。

2.2基于“生态质量—生态用地”模式的生态网络构建

2.2.1生态源地识别

以生态质量（EQI）表示生态重要性并划分等级[29]，作为生态源地识别的依据。在生态极重要区的斑块中，存在少量非生态用地小斑块。此外，在同一生态用地斑块内，生态极重要区一般只能识别出生态用地斑块核心的高EQI区域，而忽略了生态用地斑块边缘的低EQI区域。为了剔除生态极重要区中的非生态用地，补充完整生态极重要区所在的生态用地斑块，同时将林草水等生态用地的景观形态空间格局信息考虑到生态源地识别中；以生态用地的形态学空间格局分析（MorphologicalSpatialPatternAnalysis，MSPA）核心区关联生态极重要区，以二者重叠部分作为生态源地核心区，以核心区之外的生态用地为生态源地缓冲区。此外，依据土地利用/覆被数据，将生态源地分为陆地和水域源地。

有研究表明[30]，陆生群落斑块至少要达到1km2，水生群落斑块至少要达到0.8km2。因此，将陆地源地中达到1km2的作为生态源地，其余为生态战略节点；将水域源地中达到0.8km2的作为生态源地，其余为生态战略节点。由此形成陆地、水域生态源地以及战略节点的核心区、缓冲区。

2.2.2生态廊道提取

（1）陆地廊道。利用最小累积阻力（MinimumCumulativeResistance，MCR）模型提取陆地廊道，通过ArcGIS10.2软件中的cost-distance实现；以生态重要性（生态质量）反向值栅格作为基础阻力面，生态重要性高则生态阻力低，生态重要性低则生态阻力高[31]。此外，为了简化陆地廊道的提取，将陆地源地集中区域划为源区，在源区（或单独源地）之间和源区内部各源地之间分别提取廊道。依据俞孔坚等[7，32]的研究，在陆地生态系统周边设置200m的缓冲区可以有效减缓陆地廊道及斑块核心区的边缘效应，保证草本植物和鸟类具有较大的生物多样性，满足鸟类及小型生物迁移需求；200m是许多乔木种群存活的最小廊道宽度，因此设置陆地廊道缓冲区宽度为200m。

（2）水域廊道。高精度遥感影像可以较准确的提取水体范围[33]，因此基于遥感监测的水域分布信息，结合地理国情调查数据提取水域廊道。依据俞孔坚等[7，32]的研究，在水域生态系统周边设置100m的缓冲区，可以有效截获88%的土壤从农田流失，减少50%～70%的沉积物，过滤污染物，为动植物提供一定的活动生境，因此设置水域廊道缓冲区宽度为100m。

2.3基于“生态源地缓冲区”的生态修复区识别

生态源地缓冲区是生态用地斑块的边缘区域，生态系统质量和稳定性较低，是实施生态修复的潜力区。生态源地所在的生态用地斑块在一定时期内面积的变化情况，可以表征这段时间内农业生产和城镇建设对生态源地的侵扰情况[34]；缓冲区与源地的面积之比，可以表示缓冲区对源地的重要程度；缓冲区在一定时期内的生态质量变化情况，则可以表达其内部生态情况的变化。

因此，本文通过构建源地面积变化率（2000—2020年缓冲区斑块所在源地面积变化率）、缓冲区面积占比（缓冲区斑块与所在源地面积之比）、缓冲区生态质量变化率（2000—2020年缓冲区斑块范围的生态质量变化率）三个指标，利用层次分析法和熵值法，综合评估生态源地缓冲区斑块的生态修复优先程度。源地面积变化率越低、缓冲区面积占比越高、缓冲区生态质量变化率越低，缓冲区斑块的生态修复优先程度越高；反之，则优先程度越低。指标公式如下：

分别为源地面积变化率、缓冲区面积占比、缓冲区生态质量变化率；YD·Area为源地面积；HCQ·Area为缓冲区斑块面积；HCQ·EQI为缓冲区斑块生态质量。一个完整的生态源地斑块，在裁剪掉源地核心区后，缓冲区会产生不连接的、数量不一的斑块；同一源地内的缓冲区斑块，源地面积变化率相同。

3结果与分析

3.1生态质量时空演变分析

3.1.1生态质量时空特征分析

2000—2020年，武汉市生态质量（EQI）空间分布呈现中心低周边高，7个中心城区明显低于6个新城区的格局（图1）；其中，江岸、江汉、硚口、汉阳、武昌、青山6个中心城区的EQI明显低于其他区，大部分在0.45以下；而洪山区作为中心城区还存在大面积非建设区，其平均EQI高于其他6个中心城区。总体来看，洪山、东西湖、蔡甸、汉南EQI相对较高，基本在0.4～0.6之间；江夏、黄陂和新洲EQI最高，基本上在0.53～0.61之间（表2）。

为了实现生态质量时序动态监测[24，35]，将一段时期内EQI变化量的大小分为7个等级；其中，［-1，-0.5］为显著变差，（-0.5，-0.3］为明显变差，（-0.3，-0.1］为稍微变差，（-0.1，0.1）为基本不变，［0.1，0.3）为稍微变好，［0.3，0.5）为明显变好，［0.5，1］为显著变好。经统计，2000—2020年EQI基本不变占比达到82.17%～87.29%，稍微变好或稍微变差占比达到11.62%～17.27%，其他等级占比不超过1%。结合空间分布（图2）来看：2000—2005年，稍微变好占比10.40%，稍微变差比例5.10%；蔡甸西南—汉南、东西湖西部、新洲东北部等区域EQI变好。2005—2010年，稍微变好占比2.95%，稍微变差比例14.32%；中部中心城区部分区域EQI变好，其他绝大部分区域变差。2010—2015年，稍微变好占比4.81%，稍微变差比例6.82%；靠近中心城区北部的“东西湖—黄陂—新洲”区域EQI变好，而靠近中心城区南部的蔡甸和江夏区域则变差，这是因为这一时期城市扩张的主要方向是往南。2015—2020年，稍微变好占比5.46%，稍微变差比例为6.75%；很多区域EQI没有变化，少数变好和变差的区域基本保持平衡。结合表2和图2，2000—2020年期间，武汉市EQI总体呈现“上升—下降—下降—上升”的变化趋势。

3.1.2生态质量影响因素分析

从土地利用（土地利用/覆被（LUC））、自然地理（高程（DEM）、坡度（Slope）、气温（tmp）、降水（pre））和社会经济（人口（POP）、国民生产总值（GDP））3个方面建立生态质量（EQI）影响因素指标体系。以指标体系的7个指标为自变量，以EQI为因变量；在参考已有成果[36-37]的基础上利用“自然断点”方法将DEM、Slope、tmp、pre、POP、GDP分为6类，LUC分为6个一级类；利用地理探测器[36]探究各因素对EQI的解释度q值。以ArcGIS10.2软件构建1000m×1000m的渔网，采样武汉市2000—2020年共4万多组数据，进行5个年份的EQI影响因素分析。

由结果来看（图3），LUC的q值一直接近或大于0.3，明显高于其他因子；其中，2000—2015年q值呈现增长的趋势，2015—2020年则略微降低；可见LUC是引起EQI变化的最主要原因，且20a影响力逐渐增大。主要是因为近20a来的城镇扩张导致三生空间交错地带用地结构复杂、生态系统组织力差，继而影响生态质量。此外，代表社会经济因素的POP和GDP，其q值略高于代表气候的tmp、pre和代表地形地貌的DEM、Slope，这与武汉地区作为经济和人口聚集的重要区域有关。

3.2生态网络格局构建

3.2.1生态网络空间特征

（1）生态源地空间特征。生态源地包括陆地源地22个，面积363.66km2，其中核心区222.53km2、缓冲区141.13km2；陆地战略节点20个，面积9.92km2，其中核心区1.68km2、缓冲区8.24km2；水域源地47个，面积650.25km2，其中核心区373.35km2、缓冲区276.90km2；水域战略节点16个，面积7.95km2，其中核心区0.83km2、缓冲区7.12km2。空间分布上（图4）：陆地源地和战略节点主要在木兰山、将军山、九真—嵩阳、青龙山四个源区以及九峰山、龙泉山两个单独的源地；其中，北部木兰山源区的源地和战略节点数量最多、面积最大、生态质量最好，东部的将军山源区次之；而九真—嵩阳、青龙山源区以及九峰山、龙泉山源地则数量较少、面积较小，是中心城区周边重要的城市公园群。水域源地和战略节点以长江和汉江为中心呈两江三地格局分布，梁子湖、斧头湖、鲁湖、东湖、涨渡湖、武湖、童家湖、后官湖、沉湖等是面积最大最主要的源地；其中，长江以东（江东）多大湖分布，水域源地和战略节点数量最多、面积最大、生态质量最高；汉江以南、长江以西（江西）湖泊沼泽密布、多为小面积湖泊沼泽，水域源地和战略节点多面积较小；长江、汉江以北（江北）的水域源地和战略节点则主要在府河、武湖、涨渡湖一线分布，多数湖泊紧邻城区或主要农业区。

（2）生态廊道空间特征。陆地廊道：由于长江和汉江的阻隔，没有提取江东、江西和江北3个区域之间的陆地廊道。总计21条陆地廊道，其中木兰山和将军山源区、九峰山和龙泉山源地、龙泉山源地和青龙山源区之间有3条廊道，木兰山源区内部有11条廊道，将军山源区内部有2条廊道，青龙山源区内部有3条廊道，九真—嵩阳源区内部有2条廊道。从空间分布来看（图4），江北木兰山和将军山源区内部的廊道，很好地将各自源区内部源地斑块连接成了一个整体，两个源区之间的廊道也将二者之间连成一体；江西九真—嵩阳源区的2条廊道，将九真山和嵩阳2个源地通过玉笋山连接在一起；江东的5条廊道自北向南将九峰山、龙泉山、罗汉肚、青龙山、洞山和神山等一系列陆源山峰连成一条弧线。水域廊道：江北区域河流多自北向南分布串联湖泊水库，又汇聚到长江连成整体；而江东和江西区域则河流较少，水域廊道难以连接各个湖泊形成整体。

3.2.2生态保护与修复空间格局

以生态网络格局为基础，结合自然山水地理格局，参考《武汉市国土空间总体规划（2021—2035）》中的生态框架，建议武汉市未来形成“两轴一环一带，四楔八水五区”的生态保护与修复空间格局（图5）。其中，“两轴一环”起到支撑城区生态框架的作用，“一带”起到勾连南部生态要素、阻隔城市扩张的作用，“四楔八水”起到勾连外部源区、大湖与中心城区的作用，形成“八水连江，四楔通城”的态势。

“两轴”指由百里长江生态廊道构成的纵轴，以及由汉江和江东（长江以东、以南）的东西山系构成的横轴，以此形成“十字”型山水生态轴；其中，东西山系紧邻东湖南侧分布，自西向东依次为首义公园、洪山公园、珞珈山、南望山、喻家山和九峰山等；长江、汉江和东西山系作为贯穿城市内外的天然生态轴，是武汉市中心城区最基本的生态框架，肩负着支撑整体城市生态格局的作用。“一环”指三环线城市生态带，依托于城市三环交通线，打造全长91km、内侧宽度50m、外侧宽度200m的环城绿带，串联沿线的城市公园，形成三环线生态带城市公园群；依托于此，优化城市内部绿化空间结构、稳固城市生态框架，改善城市环境，美化城市面貌，提高城市生态及休闲功能。“一带”指南部城乡山水生态隔离带，由九真山—嵩阳源区经小奓湖、官莲湖、长江、青龙山源区到龙泉山、九峰山的城南环状分布湖泊山林构成；起到锚定城市边界、限制扩张的作用，同时可以发挥城区近郊公园的作用。“四楔”指4个由湖泊构成嵌入城区的生态源地密集区，包括“涨渡湖—严西湖—东湖”生态楔、“梁子湖—汤逊湖—南湖”生态楔、“斧头湖—鲁湖—青菱湖”生态楔、“西湖—后官湖—墨水湖”生态楔；涉及多个湖泊及湿地公园，起到连通外部山系湖群和城区核心的作用，是连接城市内外的通风道，也是重要的城市公园群。“八水”指府河、滠水、界埠河、倒水、举水、沙河、金水、通顺河8条主要河流，与长江、汉江构成主要的水廊水网构架。“五区”指城区外部5个生态源地集中区，包括木兰山源区、将军山源区、九真山—嵩阳源区、青龙山源区和沉湖源区；作为提供生态功能的重要保障，亦是实施生态保护和修复的重点区域。

3.3生态修复关键区识别

构建生态保护与修复空间格局，必须落实生态修复关键区识别和实施生态修复工程，而以“四区”为代表的陆地源地集中区和以“一区四楔”为代表的水域源地集中区则是生态修复关键区识别的重点。本文基于生态源地缓冲区，结合20a间的面积和生态质量变化，进行生态修复关键区识别，并提出生态修复策略。

3.3.1生态修复关键区识别

综合评估生态源地缓冲区斑块的生态修复优先程度，并分为5级，1级优先区的等级最高，实施生态修复的需求最高。从数量面积统计来看（表3）：陆地源地（含战略节点）缓冲区斑块中，3级、4级和5级优先区数量占大多数，面积占比也超过90%；而1级和2级优先区总计包括24个斑块、面积13.96km2、大于1km2的斑块4个。水域源地（含战略节点）缓冲区斑块中，3级、4级和5级优先区数量也占多数，面积占比超过60%；而1级和2级优先区总计包括47个斑块、111.47km2、大于1km2的斑块26个。从空间分布来看（图6）：陆地源地（含战略节点）缓冲区斑块中，1级和2级优先区零星分布在木兰山源区中南部、九真山—嵩阳源区的玉笋山、青龙山源区的罗汉肚等，3级、4级、5级优先区则主要是木兰山、将军山、青龙山、九真山—嵩阳等源区内的大面积连片林区。水域源地（含战略节点）缓冲区斑块中，1级和2级优先区主要分布在严西湖、西湖、金银湖等城区范围较小的湖泊边缘，木兰湖、道观河水库等水库水源地，以及沉湖和涨渡湖湿地公园；3级、4级、5级优先区则主要分布在东湖、南湖、严东湖、豹澥湖、后官湖、梁子湖、斧头湖、鲁湖等大湖泊。结合优先程度等级和斑块分布情况来看，陆地1级和2级优先区的斑块主要分布在源区内或城市边缘的小面积林草地，水域1级和2级优先区的斑块主要分布在城市边缘或主要农业区的小面积浅水湖泊，适合选取作为首批实施生态修复的目标区域，即生态修复关键区。

3.3.2生态修复策略

生态修复关键区的斑块主要分布于生态保护与修复空间格局中的5个生态源区以及城区内部或边缘区域，针对不同类型、具有不同生态定位和需求的斑块应采取不同的生态修复策略。将生态修复关键区的斑块分为5类，即城市森林公园、城市湖泊公园、湿地保护区、水库水源地、山区森林源地（表4）。

（1）城市森林公园。这些生态修复关键斑块临近九真山国家森林公园和青龙山省级森林公园，担负着保护森林生态系统和生物多样性、休闲游憩的功能；应加强监管力度，落实生态红线，保护现有森林生境资源，协调景区游人与自然生境的关系[38]；在不影响森林公园正常功能的前提下，通过森林公园保护和修复工程实施精准修复，提升关键斑块的生态质量以及与森林公园整体生态系统的连通性，以优化森林生态系统质量和稳定性。

（2）城市湖泊公园。集聚连续分布的湖泊既起到连通外部山系湖群和城区核心的作用，也是城市公园群的基础，是城市生态平衡、气候调节、休闲娱乐的重要保障。针对城市湖泊公园类的生态修复关键斑块，在不影响湖泊公园主要功能的前提下，制定城市湖泊生态修复规划，通过湖泊治理工程逐步实施湖泊水质治理、湖泊岸堤修复、公园配套设施建设等；加强周边生活污水处理力度，并进一步开展水源涵养工程，提高湖泊水系连通性，加强防护林带建设[38]；在有效改善湖泊生态质量的同时，提升其休闲游憩功能。

（3）湿地保护区。湿地保护区担负着涵养水源、调节气候、改善环境、维护生物多样性以及生态旅游的功能。针对湿地保护区类的生态修复关键斑块，应以自然恢复为主、人工修复为辅；通过湿地保护修复工程开展生态补水、水系连通、清淤疏浚等措施来改善水文条件，保持水域面积；通过扩大斑块面积、优化斑块形状和落实生态管控红线，恢复植被和野生动物栖息地以提高湿地生物多样性[38]；在保护的前提下，发展生态旅游，提升湿地公园的游憩功能。

（4）水库水源地。这些水域生态修复关键斑块在提供正常湖泊生态功能的同时，也担负着提供饮用水、农业灌溉水水源的功能，对于水质和配套维护要求比较高。因此，针对水库水源地类的生态修复关键斑块，要实施水库水源地保护与治理工程，一方面减少农业面源污染、工业排放和生活污水直接排放，控制污染源，保护水库水质；一方面加强管理、保障和提升水质，定期监测水质和生态环境变化。

（5）山区森林源地。木兰山区域是武汉市面积最大的陆地生态源地聚集区，源区内的生态修复关键斑块多为小面积源地的边缘区域，往往地形和用地结构复杂、生态质量较低，关系着整块源地的功能和质量。因此，针对山区森林源地类的生态修复关键斑块，应加强生态源地斑块边缘区管控、严格控制不符合生态功能定位的开发建设活动，维护原有地形和生物多样性，采取自然恢复和人工促进相结合的方式，开展退耕退建还林还草等生态修复工程，以提升和优化自然生态系统功能及结构[20]。

4结论与讨论

4.1结论

本文以武汉市为例，基于“本底—功能—结构”框架评估生态质量；以生态质量表征生态重要性，并结合生态用地的MSPA核心区识别水陆生态源地，通过MCR模型和遥感监测方法识别水陆生态廊道；结合源地面积变化率、缓冲区面积占比、缓冲区生态质量变化率3个指标综合评估“生态源地缓冲区”的生态修复优先程度，并识别生态修复关键区。主要研究结论如下：

（1）2000—2020年的生态质量总体中等偏上，生态质量（EQI）主要分布在0.4～0.8之间（占比75%～84%），7个中心城区的EQI明显低于6个新城区；20a间呈现“上升—下降—下降—上升”的趋势，变化总体幅度较小，基本不变等级占比82%～87%，而剩下区域多为稍微变好或稍微变差（占比11%～17%）；土地覆被变化是影响EQI的最主要因素。

（2）生态网络格局包括22个陆地源地，总面积363.66km2（核心区222.53km2、缓冲区141.13km2）；20个陆地战略节点，总面积9.92km2（核心区1.68km2、缓冲区8.24km2）；47个水域源地，总面积650.25km2（核心区373.35km2、缓冲区276.90km2）；16个水域战略节点，总面积7.95km2（核心区0.83km2、缓冲区7.12km2）；由21条廊道组成的陆地廊道网络；以长江、汉江为中心，包含府河、滠水、界埠河、倒水、举水、沙河、金水、通顺河等主要河流的水域廊道网络；基于生态网络构建了“两轴一环一带，四楔八水五区”的生态保护与修复空间格局。

（3）将生态修复优先程度分为5级，选取1级和2级的斑块作为生态修复关键区。陆域生态修复关键区包括24个斑块、面积13.96km2、大于1km2的斑块4个，主要分布在木兰山源区中南部、九真山—嵩阳源区的玉笋山、青龙山源区的罗汉肚等；水域生态修复关键区包括47个斑块、111.47km2、大于1km2的斑块26个，主要分布在严西湖、西湖、金银湖等城区范围湖泊，木兰湖、道观河水库等水库水源地，以及沉湖和涨渡湖湿地公园；将生态修复关键区分为城市森林公园、城市湖泊公园、湿地保护区、水库水源地、山区森林源地5类，并给出了修复策略。

4.2讨论

本文研究结果可以为武汉市国土空间生态保护与修复提供支撑，建议以生态保护与修复空间格局为指导，以生态修复关键区为重点，设置具体的生态修复工程；针对城市森林公园类，通过工程实施精准修复，提升关键斑块的生态质量以及与整体生态系统的连通性；针对城市湖泊公园类，制定城市湖泊生态修复规划，实施湖泊综合治理和配套建设；针对湿地保护区类，以自然恢复为主、人工修复为辅，落实生态管控红线、改善动植物栖息地、提升水文条件；针对水库水源地类，实施水库水源地保护与治理工程，控制污染源、监测和改善水质；针对山区森林源地类，加强生态源地斑块边缘区管控，开展退耕退建还林还草等生态修复工程；以修复前的生态质量为参照，监测修复后的生态质量，对比评估修复效果。

本文基于“生态质量—生态网络”框架识别生态修复区的方法体系，实现了从生态质量到生态网络再到生态修复的成体系研究，有效识别了生态源地边缘区域的生态修复区，对于优化生态空间结构、提升生态系统质量和稳定性具有重要的意义。此外，文中的生态质量评估虽然综合考虑了自然生态本底、生态系统服务功能及空间结构，评估体系更加全面、能够实现栅格可视化；但评估体系仍需进一步完善和优化，且水域改进遥感生态指数中，水域和陆地的指数是分开单独计算的，导致二者之间的差异缺乏对比性。因此，下一步应考虑研究陆地和水域遥感生态指标之间的关系，以增加水陆生态质量之间的关联性；同时，获取实测数据验证InVEST模型结果，将政策规划因素引入生态质量、生态网络和生态修复研究中。