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2025 , Vol. 53 >Issue 5: 68 - 83

DOI: https://doi.org/10.15983/j.cnki.jsnu.2025506

Spatial ecological restoration zoning and key area identification based on ecological security pattern: a case study of Qinling-Daba Mountain area

  • XU Xinli 1 ,
  • LI Long 2, 3 ,
  • HUANG Xiaoyan , 2, 3, * ,
  • HU Tao 4
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  • 1 Shaanxi Provincial Land Consolidation Center, Xi'an 710082, Shaanxi, China
  • 2 School of Geography and Tourism, Shaanxi Normal University, Xi'an 710119, Shaanxi, China
  • 3 Northwest Land and Resources Research Center, Shaanxi Normal University, Xi'an 710119, Shaanxi, China
  • 4 The Second Surveying and Mapping Institute of Hunan Province, Changsha 410118, Hunan, China

Received date: 2025-04-05

  Online published: 2025-09-24

Fold

Abstract

Scientifically identifying key areas of ecological restoration and rationally planning the ecological restoration space across the region are among the major tasks currently faced by territorial space planning. This study takes the Qingling-Daba Mountain area as an example, by employing the INVEST model, the landscape value, water conservation, soil retention, carbon fixation, and habitat quality of the Qinling-Daba Mountain area are evaluated to identify ecological source areas. Using circuit theory, ecological corridors and intersections are extracted to construct an ecological security pattern for territorial space. Furthermore, key areas of ecological restoration are identified using small watersheds as basic units. The research findings indicate that: high-value ecological resistance areas are primarily distributed in the eastern and northeastern regions of Qinling-Daba Mountain area.The areas of low-resistance, medium-low resistance, medium-high resistance, and high resistance zones are 31 682.38, 179 998.17, 11 346.18 and 1 404.08 km2, respectively. The Qinling-Daba Mountain area encompasses a total of 26 ecological source areas covering a combined area of 34 646.87 km2. There are 51 potential ecological corridors with a total length of 3 274.111 km and 141 intersections and obstacles. The ecological source areas exhibit the largest coverage in the central and western regions. The spatial distribution of ecological corridors demonstrates longer corridors in the east-west direction and shorter ones in the middle. Intersection points are predominantly concentrated in the eastern part of the Qinling-Daba Mountain area, while barrier points are more densely distributed in the northern part. Five key restoration areas are identified with small watersheds serving as the basic units. Specifically, it includes 10 small watersheds for habitat quality and water conservation restoration, 74 small watersheds for carbon fixation and landscape value restoration, 18 small watersheds for habitat quality and soil conservation restoration, 7 small watersheds for comprehensive restoration, 58 small watersheds for comprehensive restoration of corridors, pinch points, and barrier points.Finally,the strategies for ecological restoration of territorial space are proposed,which provide scientific references for ecological restoration of Qingling-Daba Mountain area.

Key words： ecological restoration; ecological security pattern; key areas of ecological restoration; watershed; Qinling-Daba Mountain area

Cite this article

XU Xinli , LI Long , HUANG Xiaoyan , HU Tao . Spatial ecological restoration zoning and key area identification based on ecological security pattern: a case study of Qinling-Daba Mountain area[J]. Journal of Shaanxi Normal University(Natural Science Edition), 2025 , 53(5) : 68 -83 . DOI: 10.15983/j.cnki.jsnu.2025506

党的二十大报告明确指出要加快实施重要生态系统保护和修复重大工程,以提升生态系统的多样性、稳定性和持续性。国土空间是生态文明建设的物质基础、构成要素和能量源泉[1]。国土空间生态保护修复被视为应对全球气候变化、维护生态安全及助力实现可持续发展目标的重要路径[2]。在我国城镇化进程中,区域开发与建设活动导致人地关系和国土空间格局的变化,引发了一系列生态问题[3-4]。如何保障生态系统整体性和平衡性,有效践行“山水林田湖草”生命共同体理念,加速推进绿色低碳发展已成为国土空间治理面临的核心挑战。
生态安全格局关乎生态系统整体的健康性、可持续性及其提供的生态功能和服务的稳定性。构建国土空间生态安全格局是确保区域生态安全的重要前提[5-6],对实现我国经济发展与生态保护的平衡具有至关重要的意义。已有研究主要集中于生态修复相关概念探讨、区域生态安全格局构建[7-8]、生态修复重点区域识别[9-11]等。区域生态安全格局构建已形成了“源地识别-阻力面构建-廊道和夹点提取”的基本范式[12-13]。现有研究大多通过评估生态系统服务重要性、景观连通性和生态敏感性来识别生态源地[14],并在此基础上构建阻力面,提取生态廊道和夹点[15]。
科学合理地识别生态修复重点区域是实现生态修复差异化目标和管控的前提[9,16]。基于生态安全格局的生态修复重点区域识别是支撑国土空间规划的重要方法之一[17-18]。生态安全格局评价方法能够精确地根据区域生态状况和生态服务功能水平,筛选出急需进行生态修复的重点区域,避免在生态修复过程中出现目标分散、资源浪费等问题。传统生态修复重点区域识别研究直接将生态夹点和障碍区界定为国土空间生态修复重点区域[19-20],忽视了生态系统极脆弱斑块与高生态系统服务斑块间的物质和能量流通,难以保障区域生态网络的功能完整性与流通性[21]。已有研究在评价中对流域完整性考虑不足,针对受损空间和待修复区域的识别主要集中在城市群、市域、县域尺度的生态安全格局构建和分区上[19,22-24],以小流域为基本单元开展国土空间生态修复重点区域识别的研究有限[25-29]。流域作为一个完整的生态系统,包含了多种相互作用、相互依存的生态要素及其形成的复杂生态网络。以流域为单元进行生态修复能够更好地协调各要素之间的关系,实现整体保护和系统修复。
我国山区面积占全国总面积的69.1%[30]。因地理位置特殊,山区生态系统的涵养水源、生境质量、景观价值等生态服务功能更加丰富,也更容易出现地质灾害和生态问题[31];且由于山区经济发展水平较低[32],所能用于生态修复的资金更加有限。因此,山区生态安全格局的构建和重点修复区域的精准识别尤其重要。基于此,本文选取秦巴山区为研究区,构建生态安全格局,以小流域为基本单元,识别生态修复重点区域,为秦巴山区的国土空间生态修复提供理论支撑和实践依据。

1 研究区域与方法

1.1 研究区域与数据来源

秦巴山区西起青藏高原东缘、东至华北平原西南部,是我国南北地理、气候的分界线,包括秦岭山地、大巴山山地和汉江河谷盆地3个主要地貌单元,地跨长江、黄河、淮河三大流域,是淮河、汉江、丹江、洛河等河流的发源地,同时也被称为中国的“中央水库”。秦巴山区的范围涉及甘肃省、四川省、陕西省、河南省、湖北省和重庆市共六省市,所辖县域75个,总面积约为22.5万km2(图1)。2020年秦巴山区总人口约3 765万人。
图1 研究区区位

注:网络版为彩图。

Fig.1 Location map of the research area

由于地理位置和气候条件的特殊性,秦巴山区植被类型丰富,地形环境复杂,生态系统服务功能呈现多元化特征[33]。同时,秦巴山区经济发展与生态保护的矛盾较为突出。一方面,当地经济发展对自然资源的依赖度较高,过度开发自然资源对生态环境造成了破坏;另一方面,生态环境保护的目标一定程度上限制了地区的产业和经济发展。因此,秦巴山区总体经济较为落后,人口密度和经济水平空间差异较为明显。
小流域是地表水文循环的基本空间单元,在水土迁移和河流产沙的关键地貌过程中发挥着重要作用,也是维持独立生态结构与功能完整性的生物地理单元[34]。相较于行政边界或零散地块,以小流域为单元进行国土空间生态修复的重点区域识别,能够有效维系“山水林田湖草”生命共同体的结构完整性与功能耦合性,避免因空间割裂导致的治理碎片化。因此,本研究以小流域为基本分析单元。
研究所用数据包括2023年的气象数据、DEM 数据、路网数据、水系数据、土壤数据、人类活动数据、归一化植被指数(normalized difference vegetation index,NDVI)数据、秦岭地区国家公园和自然保护区数据和土地利用数据等。其中,气象数据来源于中国气象数据网(https://data.cma.cn/);DEM数据来源于中国科学院计算机网络信息中心地理空间数据云平台(https://www.gscloud.cn),坡度数据由DEM数据生成;路网数据和河流数据源自OSM(https://www.download.geofabrik.de/asia.html);土壤数据来源于北京大学城市与环境学院地理数据平台(https://geodata.pku.edu.cn);人类活动数据来源于美国国家海洋和大气管理局国家地球物理数据平台(NOAA/NGDC)网站提供的VIIRS-DNB数据(https://eogdata.mines.edu/products/vnl/);NDVI 数据来源于资源环境科学与数据平台(https://www.resdc.cn/);土地利用数据来源于国家地球系统科学数据中心(https://www.geodata.cn),数据分辨率为30 m,统一投影为Albers投影。

1.2 研究方法

1.2.1 生态阻力面评价方法

阻力面是指生态要素在不同景观单元之间流动的阻碍,是核算生态要素克服阻力下的扩散路径和提取生态廊道的基准[35]。生态要素在进行物质转换和能量流动过程中受到自然和人类活动因素的干扰,导致生态结构和过程受到影响。结合秦巴山区特点,参考已有研究[25,36-37]将生态阻力分为人类活动阻力和自然环境阻力两类。从地质灾害、区域压力和道路干扰3个方面,选取11项影响因子,结合秦巴山区生态环境实际状况,10位国土空间规划、自然地理、生态修复方向的研究人员对指标权重进行赋分,采用层次分析法确定单项指标的具体权重,建立生态阻力指标体系(表1)。地质灾害层选取植被覆盖度、土壤侵蚀等作为指标因子,距河流的距离通过对研究区内的河流进行缓冲区分析,分级赋分,反映区域受河流水系的影响程度;区域压力层选取夜间灯光指数、人类足迹、土地利用类型作为指标因子,分别反映城市工业化程度、人口聚集程度和土地的生态适宜性;道路干扰层选取距道路的距离作为指标因子,通过计算研究区域距道路的距离,反映受道路系统的影响程度。
表1 生态阻力评价指标体系

Tab.1 The index system of ecological resistance evaluation

准则层 指标层 权重 意义
地质灾害 植被覆盖度 0.06 体现城市生态绿化状态及其对城市生态阻力因子的抵御能力
距河流的距离 0.02 河流水系网络对沿岸冲刷、侵蚀,反映受河流限制的程度
降水量 0.02 降水是造成生态韧性逼近极限的直接动力,降雨动能大,限制性强
高程 0.01 直接反映地表单元的垂直高度及陡缓的程度
坡度 0.03 坡度越大,对生态韧性的阻力越大
气温 0.02 温度对土壤产生影响,反映土壤受重力侵蚀的程度
土壤侵蚀 0.08 反映土壤受侵蚀的程度及受阻力因子干扰的生态风险水平
区域压力 夜间灯光指数 0.08 反映城市的工业化程度、城市化水平及受到人类干扰的程度
人类足迹 0.17 反映城市人口活动情况,人类足迹越密集,生态阻力越大
土地利用类型 0.37 反映城市土地利用强度及利用情况,利用难度高,阻力程度大
道路干扰 距道路的距离 0.14 道路的辐射范围,直接反映对研究区域生态要素的限制程度
选取的指标在性质和量纲上具有差异性,不能直接用于秦巴山区生态韧性限制性评价,因此对所有参评指标进行标准化处理。比较所选的11个评价因子对韧性限制性的影响方式,分为正向指标与逆向指标。正向指标随数值的增大对生态环境的阻力越强,逆向指标随数值的增大对生态环境的阻力越弱。评价体系中定性指标需要进行量化处理,参照相关研究成果,按照等级赋值法对指标因子进行量化赋值(表2)。正向标准化处理方法和逆向标准化处理方法分别为
Y= ( X - X m i n ) ( X m a x - X m i n )×10,
Y= ( X m a x - X ) ( X m a x - X m i n )×10。
式中:Y为指标的标准化值,取值范围为(0,10);X为指标的原始值;Xmax和Xmin为指标的最大值和最小值。
表2 生态阻力指标的定量化处理

Tab.2 Quantitative treatment of ecological resistance limiting indicators

土地利用类型 森林 湿地、水域 草地、灌木、林地等 农田 裸地等未利用地、建设用地
标准得分 2 4 6 8 10

1.2.2 生态安全格局建构方法

1)生态源地识别。生态源地是区域物种的聚集栖息地、生存繁衍地、关键性迁徙停歇地,是生态安全格局构建的基础,具有重要的生态功能,同时具有稳定性和辐射效应。生态系统服务指人类通过直接或间接方式从生态系统中获取的具有价值的资源与功能,这些资源与功能对于满足人类生存与发展的需求至关重要[33,38]。
本文主要基于生态系统服务重要性来进行生态源地的识别。生态系统服务重要性评价是基于某区域的生态环境状况,分析生态系统服务的空间地理规律。研究选取了水源涵养、土壤保持、碳固定、生境质量和景观价值开展生态系统服务重要性评价(表3)。水源涵养反映生态系统蓄水效应、减轻地表径流量的能力;土壤状态的稳定对维持生态系统稳定具有基础性作用,土壤保持能够有效反映生态系统防止土壤流失、拦泥储沙的能力;固碳能力是一种重要调节服务;生境质量反映生物在生态系统中生存发展的能力;景观价值反映生态系统提供旅游观光、娱乐休闲等文化服务的能力。
表3 生态系统服务重要性指标

Tab.3 The importance indicators of ecosystem service

指标 公式 解释
水源涵养 T= ∑ k = 1 n(Pk-Rk-Ek)×Ak×103 T为总水源涵养量(m3);Pk为降雨量(mm);Rk为地表径流量(mm);Ek为蒸散发(mm);Ak为生态系统面积(km2);k为研究区第k类生态系统类型;n为研究区生态系统类型数。
土壤保持 Ss=RKLS-RKLSCvP Ss为土壤保持量;R为降水侵蚀系数;K为土壤可侵蚀系数;L和S为坡长和坡度系数;Cv为植被覆盖系数,数值依据植被覆盖度求出;P为水土保持系数。
碳固定 C=Csoil+Cabove+Cbelow+Cdead C为年碳固定量;Csoil为土壤有机碳储存量;Cabove为地上生物碳储存量;Cbelow为地下生物碳储存量;Cdead为死亡有机碳储存量。
生境质量 M=H×[(1-D/D+ C k 2)],
D=∑∑(w/∑w)×r×b×β×s		 M为生境质量,其值为0~1,值越大表示生境质量越好;D为生境退化程度;H为生境适应性;Ck为半饱和常数;r为生境威胁因子;w为威胁因子的权重;β为生境抗干扰水平;s为不同生境对不同威胁因子的相对敏感程度;b为第x个栅格受第y个栅格内威胁因子r的影响程度(包括线性衰退和指数衰退)。
景观价值 参考袁兴中等[39]的研究,林地、草地、耕地、水域、裸土地、灌木地、湿地和建设用地等8类土地利用类型的单位面积旅游休闲价值分别为1 940、60、20、6 580、385、1 000、2 948和0元/hm2,以此评估景观价值服务。
通过对生态系统服务重要性指标进行综合评价,根据自然断点法,选择最高级且连片度较好的区域以及秦巴山区内的自然保护地作为生态源地。
2)生态廊道提取。生态廊道是有效连通物质与能量的景观生态系统空间类型,也是生态修复过程中改善景观连通性的结构性要素[30]。本文采用最小累积阻力模型(minimum cumulative resistance model,MCR)计算研究区源地之间的最小成本路径(least cost path,LCP),提取景观生态流向外扩张通过不同景观基面时的最小耗费成本路径[8],公式为
Rmin=f∑(DijRi)。
式中:Rmin代表最小累计阻力;f代表最小累计阻力与生态过程的正相关关系;Dij代表生态源地j到空间单元i的距离;Ri代表空间单元i中景观生态流向外扩张时物种运动的阻力系数值。
3)生态夹点和生态障碍点识别。Mcrae等[8]将物理学中电路知识运用于生态系统评价,形成了以生物流动为主的生态过程和量化评价生态栖息地间连通性的电路理论。由于部分廊道周边地区电阻较大,生物通过时无法穿过高阻值区域,因而廊道被相对压缩,最终形成生态夹点。基于电路理论进行生态要素流动的抽象模拟,能够得到研究区内景观生态流高强度区,并将其作为生态夹点[14]。生态夹点具有较大的生态退化风险,被赋予较高的景观连通性功能,生态夹点破坏将导致生态连通性断裂,生态系统稳定性下降,城市韧性降低。研究借助Linkage Mapper工具箱的Pinchpoint Mapper,选择“all to one”模式迭代运算,以实现生态网络抽象电路的仿真模拟,得到各潜在廊道电流强度并识别生态夹点;再将生态阻力面与电流强度进行叠加分析,识别出生态阻力各限制因子对各生态区域的综合影响程度;然后按照生态阻碍和廊道内生物流动强度等级进行重分类,将阻力值高的区域作为生态夹点。利用Circuitscape中Linkage Mapper模块中的Barrier Mapper,经过反复实验设置最小搜索半径为100 m、最大搜索半径为400 m、步长为 100 m,采用自然点法将廊道内累计电流恢复值的高值区由高到低分为5类,提取第1类高值区作为秦巴山区生态障碍点。

1.2.3 流域尺度的生态修复重点区识别

借鉴相关研究成果[40],采取数字高程模型,通过ArcGIS水文分析功能,选取R值为1 000,将秦巴山区按照汇水面划分为290个小流域单元。以生态服务功能作为输入栅格,运用ArcGIS的分区统计功能,识别每个流域单元的生态服务功能水平。运用自然断点法,对秦巴山区流域生态服务功能等级进行重分类,选择生态服务功能等级低的流域作为生态修复重点区域。

2 生态安全格局构建

2.1 生态阻力分析

基于生态阻力评价指标,通过自然压力和人类干扰力评估(图2),得到研究区生态韧性限制性等级,取值范围为0~1(0表示完全原始,1表示最大的生态限制)。根据生态阻力评估结果,将研究区划分为低值区(0~0.2)、中低值区(0.2~0.4)、中高值区(0.4~0.6)和高值区(0.6~1),面积分别为31 682.38、179 998.17、11 346.18、1 404.08 km2,分别占国土面积的14.12%、80.2%、5.06%、0.62%。生态阻力中高值区与生态阻力高值区面积合计占比低于研究区面积的10%,表明研究区自然压力和人类活动对区域生态阻碍较小,区域内环境水平整体较高。秦巴山区生态阻力高值区主要分布在研究区东北区域,生态阻力低值区主要分布在研究区的周边地带。
图2 生态阻力评价格局

注:网络版为彩图。

Fig 2 Pattern of ecological resistance evaluation

2.2 生态源地识别

2.2.1 生态服务功能重要性评价

在碳固定方面(图3a),低值影响区域范围大,高值区围绕研究区中部及东北部、西北部和西南部区域大范围分布,低值区主要分布在研究区的中心区域; 在水源涵养方面(图3b), 研究区大部分皆处于低值影响区域,分布范围广,少量高值和中高值影响区域分布于东南区域边缘;在土壤保持方面(图3c),研究区大部分处于较低水平,仅在研究区中部偏南和西南部少部分区域土壤保持水平较高;生境质量(图3d)和景观价值(图3e)水平整体较高,低值影响区域主要分布在研究区的边缘地带,分布范围较小,高值和中高值影响区域分布于研究区边缘和中部区域,少量低值区穿插于研究区中部高值区域内。
图3 生态系统服务重要性格局

注:网络版为彩图。

Fig.3 Pattern of ecosystem service importance

2.2.2 生态源地提取

据生态系统服务重要性评估结果(图4a),生态服务功能低值区18 706.59 km2、生态服务功能较低值区55 626.1 km2、生态服务功能中等水平区72 215.51 km2、生态服务功能水平较高值区53 358.1 km2、生态服务功能高水平区22 692.91 km2。在生态服务功能较高和高值区选取连片度较大的区域,并结合研究区内101处国家级自然保护区和国家公园,最终共得到26处生态源地(图4b),面积为34 646.87 km2(表4),占秦巴山区总面积的15.44%。从空间分布来看,生态源地主要集中于研究区西南部、东南部、中部和北部区域,中部区域覆盖面积最大。从县域分布来看,最大的生态源地分布在湖北十堰市、四川达州市、重庆市和陕西的安康市,总面积8 098.41 km2,占生态源地总面积的23.49%;生态源地分布最集中的区域在四川广元市、巴中市、达州市及陕西汉中市内,面积为7 778.51 km2,占生态源地总面积的22.45%。
图4 综合生态源地质量空间分布

注:网络版为彩图。

Fig.4 Spatial distribution of comprehensive ecological source quality

表4 生态源地基本情况

Tab.4 The basic situation of ecological source areas

序号 源地面积/km2 涵盖行政单元
1 8 098.41 镇平县、竹溪县、城口县、紫阳县、岚皋县、巫溪县、巫山县、宣汉县、万源市
2 652.244 两当县、辉县、略阳县、勉县
3 1 199.38 南召县、内乡县、卢氏县、西峡县、栾川县
4 132.933 内乡县、镇平县
5 512.216 西峡县、内乡县
6 492.077 巴州区、恩阳区、仪陇县
7 482.746 保康县
8 378.627 保康县
9 1 983.57 宁陕县、石泉县、镇安县、汉阴县、汉滨区、旬阳县
10 12.542 6 奉节县
11 55.441 6 仪陇县
12 182.854 云阳县
13 593.028 太白县、留坝县、洋县
14 15.333 苍溪县
15 1 658.76 奉节县、巫山县
16 446.817 留坝县、勉县、汉台区、城固县
17 84.934 苍溪县
18 94.076 淅川县
19 28.478 青川县
20 1 344.47 利州区、剑阁县
21 7 778.51 旺苍县、宁强县、南郑区、南江县、通江县、镇巴县、西乡县、万源市、紫阳县
22 412.689 洋县
23 209.373 青川县、宁强县、武都区
24 7 215.8 北川羌族自治县、平武县、文县、青川县
25 568.137 周至县
26 13.427 巫山县

2.3 生态廊道与生态夹点

识别生态源地间的最小成本路经,并提取源地间潜在廊道51条,共计3 274.11 km。生态廊道(图5a)的空间分布东、西、中部差异较大,西部廊道长度相对短,路径成本较小;中部地区廊道多且密集,成本路径小;东部地区廊道数量相对较多,长度长,路径成本较大。
图5 生态廊道及生态安全格局

注:网络版为彩图。

Fig.5 The ecological corridor and ecological security pattern

生态夹点作为生态要素流动的高密度区,承担较高的生态退化与破坏风险,是生态系统稳定的基石,不可替代性极强。通过电路理论,得到秦巴山区全部生态夹点28处。对廊道内累计电流恢复值的高值区进行重分类后,得到秦巴山区内113处生态障碍点(图5b)。夹点和障碍点的空间分布呈现出明显的空间不均衡性,主要分布在安康市宁陕县、三门峡市卢氏县、广元市旺苍县、达州市万源市、十堰市房县、汉中市留坝县和略阳县,集中在研究区北部生态阻力值较高的地区,主要原因可能为大规模的土地开发和基础设施建设破坏了原有的生态廊道和生态网络,形成夹点。生态夹点在洛阳市栾川县和嵩县、绵阳市平武县和陇南市宕昌县等地区没有分布,这些地区整体地势较为平坦开阔,没有复杂多变的山脉、峡谷,地区生态环境良好,生态阻力值相对较低,生态要素能够较为均匀地分布和流动,不易形成生态夹点。

3 基于流域的生态修复重点区域识别

3.1 基于流域的生态安全格局构建

生态安全格局是由生态源地、廊道、夹点等关键要素构成的网络化空间结构,旨在维护区域生态过程的完整性和服务功能的持续性。其中,生态源地承载生物多样性保护与生态调节功能,生态廊道连接源地的生物迁徙与能量流动,夹点和障碍点则是生态流受阻的关键区域。生态源地通过廊道网络实现功能联动,阻力面制约生态流的空间路径,夹点的修复可有效提升廊道连通性。构建以流域为单元的生态安全格局(图6)对开展生态修复重点区域识别和生态修复工程布设具有重要意义。
图6 流域尺度生态安全格局构建

注:网络版为彩图。

Fig.6 Construction of ecological security patterns at the watershed scale

基于秦巴山区生态服务功能与阻力面的分析,结合生态功能重要性评估以及秦巴山区现有的国家自然保护地,识别秦巴山区生态源地所在小流域共113个,流域总面积为111 256.12 km2。生态廊道所在的小流域共105个,流域总面积96 645.94 km2。夹点及障碍点所在流域共52个,流域总面积5 854.57 km2。根据生态功能重要性评价结果,研究区生态服务功能高水平区主要集中在水源涵养和水土保持功能较强的中部和中南部流域,生态服务功能低水平区多分布于西北和东北部流域;生态源地所在流域主要集中分布在生态服务功能高水平和较高水平流域;生态廊道主要分布在生态阻力较小的东部和中部、北部流域;生态夹点和障碍点主要分布在秦巴山区北部和东部流域,西部相对较少。这是因为秦巴山区东部和北部的生态阻力更高。此外,由于东部和中部廊道分布更为密集,这些区域生态夹点数较多。

3.2 流域生态修复重点区域识别

以小流域为单元,根据秦巴山区生态服务功能空间分布状况,识别出5类基本功能修复区。其中碳固定修复小流域(图7a)与景观价值修复小流域(图7b)分布基本一致,空间格局表现为在流域整体都有分布。碳固定修复小流域共75处,面积为60 526.436 km2;景观价值修复小流域共77处,面积为63 099.22 km2。二者主要受到土地利用类型的影响,表现为在林草地等生态用地分布区域,碳固定和景观价值功能水平较高;在城镇用地等人类活动较为密集的用地区域,碳固定和景观价值水平较低。碳固定和景观价值高值区主要分布在研究区西南和西北的部分流域,而景观价值高值区还在中部和东部地区的少部分小流域分散分布。
图7 流域尺度生态功能修复区分布

注:网络版为彩图。

Fig.7 Distribution of ecological function restoration areas at the watershed scale

土壤保持修复小流域(图7c)共38处,面积为29 908.84 km2,主要集中分布在北部。主要原因为该流域范围内虽然高程较大,土壤类型中沙壤占比较高,地形起伏度较大,植物根系难以很好地抓固土壤,因而土壤保持功能较弱。
水源涵养修复小流域(图7d)共53处,面积为40 379.41 km2,主要集中分布在东北和西北部流域。主要原因为该流域内年降水量小于蒸发量,植物根较浅,不能有效储存地下水,加之植被覆盖度较小,使水资源难以存蓄。
生境质量修复小流域(图7e)共47处,面积为19 134.79 km2,分布在研究区东北部、西北部和南部的边缘地带,在研究区中部有少量分布。主要原因为区域内地形起伏度大,不适宜动植物栖息,且自然环境更容易受到人类活动的干扰,使得区域内生境质量较低。
对不同的生态服务功能修复小流域进行叠加,识别出多项生态服务功能亟待修复的流域,包括生境质量与水源涵养修复小流域10处(图8a),共6 372.3 km2;碳固定与景观价值修复小流域74处(图8b),共60 534.81 km2;生境质量与土壤保持修复小流域18处(图8c),共9 005.99 km2;综合修复小流域7处(图8d),共3 492.43 km2。由于生态廊道所在流域和生态夹点所在流域为生物流量较大、生态阻力值较大的流域,最容易受到外界干扰使内部环境迅速恶化,因此需重点进行生态修复,识别出廊道、夹点和障碍点综合修复小流域58处(图8e)。将上述流域作为重点修复区,优先布设生态修复工程。
图8 流域尺度重点修复区分布

注:网络版为彩图。

Fig.8 Distribution of key restoration areas at the watershed scale

4 国土空间生态修复策略

4.1 点、线、面尺度的修复策略

立足秦巴山区生态安全格局特征,按照“点阻隔破解、线通道贯通、面功能提升”的多尺度协同框架,系统推进国土空间生态修复。生态夹点和障碍点是阻隔生态流的关键瓶颈,生态廊道承担连接破碎化源地的纽带功能,而生态源地作为生物多样性核心区,其稳定性直接决定区域生态服务供给能力。通过夹点治理疏通生态流阻滞,依托廊道优化串联孤岛化斑块,最终以源地功能辐射实现流域整体韧性提升。
在面尺度上,针对生态源地采取严格保护措施,如封山育林、植树造林等,同时结合秦巴山区特色资源,适度开发生态文化服务。青川县拥有丰富的森林资源和多样的生物资源,建议进一步加强自然保护区和生态源地的管护,如唐家河国家级自然保护区,严格限制非法采伐、捕猎等行为,对受损的森林生态系统实施封山育林,让植被自然恢复,提高生态系统的稳定性。秦岭深处的生态源地,则应严守生态保护红线,守住珍稀动植物的栖息地,加强对核心生态源地的严格保护,同时建立生态监测网络,实时监测生态系统的动态变化,及时发现和解决生态问题,加强对水源涵养与生物多样性保护和修复工作,提升区域水源涵养能力,增强山地系统稳定性,遏制水土流失。对于边缘源地斑块,需强化管控,防止其受到进一步破坏。
在线尺度上,开展生态廊道建设,完善生态网络。由于秦巴山区的地形起伏度较大,地形因素的影响明显,需科学合理设置生态修复工程,建设生态桥、动物迁徙通道等,以降低地形对廊道连通性的影响。同时,优化原有建设用地布局,减少人为干扰,保障生态要素稳定流动。
在点尺度上,秦巴山区生态夹点和障碍点修复区数量多、面积广,对于自然条件不适宜的关键区,可采取修建防护工程抵御山地灾害、建设生态绿道等人工修复措施,增强连通性。针对生态脆弱的夹点区域实施封山育林,让植被自然恢复,减少人为干扰,提升生态系统的整体功能。例如,在夹点密集区,可以采取合理调整夹点区域的土地利用结构,减少对生态用地的侵占,提高生态系统的完整性和稳定性。

4.2 流域尺度的修复策略

流域尺度的修复策略是一个综合性的系统工程,需针对流域不同的生态功能分区,分别设定碳固定、景观价值、水源涵养、土壤保持和生境质量不同的生态修复方案,通过综合性的措施恢复和提升流域的生态环境质量。流域作为生态系统的关键单元,在秦巴山区的生态修复中占据重要地位。根据秦巴山区的生态系统服务特征,流域生态修复策略的关键在于综合考量与整体规划,需充分考虑流域内不同区域的生态特征和问题,因地制宜地制定修复措施。在景观价值功能区,应结合自然与人文景观资源,进行生态景观规划,打造具有观赏价值和生态功能的景观节点与廊道;选择有美学和生态适应性的植物搭配种植,形成层次丰富、四季有景的植被景观,注重植物色彩、形态和季节变化,提升视觉效果;在保护生态环境前提下,适度开发生态旅游和休闲设施,促进当地生态旅游业发展,提高景观经济价值。水源涵养功能区则要加强水源地保护和水土保持与治理,保障水质安全,减少水土流失;注重水源涵养林保护恢复,严禁乱砍滥伐,提高森林质量和覆盖率;保护恢复湿地,建设生态缓冲带,减少农业面源污染和人类活动对水体影响。生境质量功能区要注重生物多样性保护,建立自然保护区和生态廊道,修复受损生态系统,根据野生动物栖息需求恢复重建栖息地,加强对生态敏感区域保护管理。土壤保持功能区应采取增加植被覆盖与土壤改良等措施,提高土壤抗蚀能力和肥力,在地势陡峭处布设生物谷坊拦截泥沙。
在流域重点修复区,应依据不同生态功能区的修复需求,整合形成系统性生态修复方案。在生境质量与水源涵养修复小流域应重点关注湿地修复,通过河道整治恢复湿地面积,同时选用当地乡土树种增加植被覆盖度。在碳固定与景观价值修复小流域所在的西南地区,可通过种植高碳汇树种的方式,增强碳固定能力,恢复流域的景观价值。在生境质量与土壤保持修复小流域坡度较大的区域,应结合工程措施进行植被恢复治理。在综合修复小流域,应用 “乔-灌-草” 复合植被恢复模式,结合生态工程技术,实现碳固定、土壤保持和景观美化等生态功能的结合,选择适宜的混交林模式,提高森林生态系统稳定性、多样性和综合性。在具体实施过程中,需结合区域特征,注重流域生态系统功能的整体提升,实现生态效益最大化。在生态廊道、夹点和障碍点修复小流域,应强化生态连接功能,增强物种迁徙与基因交流能力,同时采取重点修复和强化措施,提升生态系统的整体稳定性和连通性。
为确保流域生态修复策略的有效实施,需要从政策、资金、技术和公众参与多个层面提供保障。通过完善生态修复政策法规,加强监管力度;建立多元化的投入机制,吸引社会资本参与;加强研发与创新,推广先进适用的生态修复技术;提高公众的参与度和认知度等综合性的保障措施,推动流域生态修复工作的顺利开展,实现秦巴山区流域生态系统的稳定与可持续发展。

5 讨论

秦巴山区作为典型山区,其生态修复面临独特挑战。山区地貌单元复杂,地形起伏大,需充分考虑地形因素对生态过程的影响,修复策略需差异化设计。此外,山地的生态修复需兼顾自然约束与人类活动的动态博弈。山地生态修复政策制定应打破行政区域界限,建立跨省、跨市的山地生态修复联防联治机制;统一规划生态修复项目,协调各方利益,将山地生态系统与流域生态系统视为一个整体,注重流域与山地协同修复,确保山水林田湖草沙一体化治理;依据山地生态系统的脆弱性和重要性,明确核心保护区、重点修复区等不同分区,实施差异化管控措施。
宏观生态格局与微观单元修复的动态关联。生态安全格局的构建在“点-线-面”视角上为区域生态系统的完整性提供了结构性保障,其通过识别生态源地、廊道与关键节点,形成“核心-连接-屏障”的网络化框架,支撑生物多样性保护、生态服务供给及灾害风险调控等核心功能。然而,宏观格局的稳定性高度依赖微观单元的功能健康。小流域作为“山水林田湖草”生命共同体的基本单元,其内部生态过程的修复效果直接影响宏观格局的连通性。因此,生态安全格局的构建为生态修复划定战略框架,而微观尺度实践通过重点功能区识别,实现“全域保护”与“靶向治理”的辩证统一。
本文在生态源地的选择上,综合考量了生态服务功能高水平区以及秦巴山区内原有的自然保护区,在空间区位分布上与原有研究基本保持一致[41-42],但对生态源地识别更为精准,进一步优化了生态源地的选定方案。本文仍存在一定的不足:在秦巴山区的生态阻力面构建过程中,自然灾害数据难以获取,因而选取可能会引发地质灾害的因子,会对区域的生态阻力评估存在误差。既有研究聚焦泥石流高风险区生态修复,通过成因分析法划定不同降雨频率状况下的泥石流危害范围,为后续研究风险评估方法提供了全新的测度思路[26],在未来研究中可以采用该方法进行地质灾害的评估工作。在生态安全格局构建中,生态廊道的宽度选取参考前人的相关研究,廊道宽度在具体应用层面上有待进一步完善,以更好地解释生态修复范围和生态功能单元。已有学者通过形态空间分析方法将研究区分为多种景观要素类型,从像元尺度识别重要的生态用地斑块,从而更科学地识别廊道[43],可以与本文方法相结合,拓展构建生态安全格局的新路径。区域生态环境具有持续、动态的特征,生态阻力导向下的各空间要素会随着区域社会经济的发展及人类活动轨迹发生一定范围的变动,如何探索更有价值的生态修复单元策略是日后研究的重点方向。

6 结论

本文通过构建点-线-面结构的国土空间生态安全格局,判别小流域尺度下的生态功能区;在构建阻力面的基础上,运用最小成本路径提取潜在生态廊道;基于电路理论识别生态夹点;以小流域为基本单元,定量识别生态修复重点区域,主要研究结论如下:
1)从地质灾害、区域压力和道路干扰3个层面进行综合评价,秦巴山区生态低阻力区、中低阻力区、中高阻力区和高阻力区面积分别为 31 682.38、179 998.17、11 346.18、1 404.08 km2,由于区域内较高的植被覆盖,整体阻力较小,高阻力区主要集中分布在研究区东北部,受到地形起伏和人类足迹的明显影响。
2)结合生态服务功能水平和已有国家公园区位,共识别出 26 处生态源地斑块与 51 条潜在生态廊道。生态源地总面积为 34 646.87 km2,在中西部覆盖面积最大,多位于植被覆盖较好的低山丘陵区;生态廊道总长 3 274.111 km,呈现东西部较长、中部较短的空间特征。通过电路理论识别出秦巴山区共有夹点及障碍点 141 处,夹点集中在东部区域,障碍点在北部分布密集,生态阻力对夹点和障碍点的分布影响明显。
3)将秦巴山区划分为 290 个小流域单元,划定 5 类基本功能修复区和6类重点修复区。基本功能区包括碳固定修复流域75处、景观价值修复流域77处、土壤保持修复流域38处、水源涵养修复流域53处、生境质量修复流域47处。重点修复区包括生境质量与水源涵养修复小流域10处,碳固定与景观价值修复小流域74处,生境质量与土壤保持修复小流域18处,综合修复小流域7处,廊道、夹点和障碍点修复小流域58处。北部的干旱气候、西北部的砂壤土质和秦巴山区的地形起伏度构成关键自然限制因子。

References

Publishing order | Descend order by publishing year | Descend order by cited within
[1]
PRABHAKAR S V R K, SRINIVASAN A, SHAW R. Climate change and local level disaster risk reduction planning:need,opportunities and challenges[J]. Mitigation and Adaptation Strategies for Global Change, 2009, 14(1):7-33.

[2]
彭建, 李冰, 董建权, 等. 论国土空间生态修复基本逻辑[J]. 中国土地科学, 2020, 34(5):18-26.

PENG J, LI B, DONG J Q, et al. Basic logic of territorial ecological restoration[J]. China Land Science, 2020, 34(5):18-26.

[3]
曹永强, 郭明, 刘思然, 等. 基于文献计量分析的生态修复现状研究[J]. 生态学报, 2016, 36(8):2442-2450.

[4]
杨艳平, 罗福周, 王博俊. 基于朴门设计的煤矿废弃地生态修复规划研究[J]. 自然资源学报, 2018, 33(6):1080-1091.

DOI

YANG Y P, LUO F Z, WANG B J. Research on ecological restoration planning of coal mine wasteland based on permaculture design[J]. Journal of Natural Resources, 2018, 33(6):1080-1091.

[5]
WANG Z Y, LUO K Y, ZHAO Y H, et al. Modelling regional ecological security pattern and restoration priorities after long-term intensive open-pit coal mining[J]. Science of the Total Environment, 2022,835:155491.

[6]
赵筱青, 谭琨, 易琦, 等. 典型高原湖泊流域生态安全格局构建:以杞麓湖流域为例[J]. 中国环境科学, 2019, 39(2):768-777.

ZHAO X Q, TAN K, YI Q, et al. Construction of ecological security pattern in typical plateau lake basin:a case study of the Qilu lake basin[J]. China Environmental Science, 2019, 39(2):768-777.

[7]
HELMER M, LIPTON J, SNITKER G, et al. Mapping heritage ecosystem services in ecological restoration areas:a case study from the East Cascades,Washington[J]. Journal of Outdoor Recreation and Tourism, 2020,31:100314.

[8]
MCRAE B H, HALL S A, BEIER P, et al. Where to restore ecological connectivity? Detecting barriers and quantifying restoration benefits[J]. PLoS One, 2012, 7(12):e52604.

[9]
ADRIAENSEN F, CHARDON J P, DE BLUST G, et al. The application of ‘least-cost' modelling as a functional landscape model[J]. Landscape and Urban Planning, 2003, 64(4):233-247.

[10]
岳文泽, 侯丽, 夏皓轩, 等. 基于生态系统服务供需平衡的宁夏固原生态修复分区与优化策略[J]. 应用生态学报, 2022, 33(1): 149-158.

DOI

YUE W Z, HOU L, XIA H X, et al. Territorially ecological restoration zoning and optimization strategy in Guyuan city of Ningxia, China: based on the balance of ecosystem service supply and demand[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2022, 33(1): 149-158.

[11]
王秀明, 赵鹏, 龙颖贤, 等. 基于生态安全格局的粤港澳地区陆域空间生态保护修复重点区域识别[J]. 生态学报, 2022, 42(2): 450-461.

WANG X M, ZHAO P, LONG Y X, et al. Identification of key areas of land space ecological protection and restoration based on the pattern of ecological security in Guangdong, Hong Kong and Macao[J]. Acta Ecologica Sinica, 2022, 42(2): 450-461.

[12]
彭建, 赵会娟, 刘焱序, 等. 区域生态安全格局构建研究进展与展望[J]. 地理研究, 2017, 36(3):407-419.

DOI

PENG J, ZHAO H J, LIU Y X, et al. Research progress and prospect on regional ecological security pattern construction[J]. Geographical Research, 2017, 36(3):407-419.

[13]
于成龙, 刘丹, 冯锐, 等. 基于最小累积阻力模型的东北地区生态安全格局构建[J]. 生态学报, 2021, 41(1):290-301.

YU C L, LIU D, FENG R, et al. Construction of ecological security pattern in Northeast China based on MCR model[J]. Acta Ecologica Sinica, 2021, 41(1):290-301.

[14]
陈昕, 彭建, 刘焱序, 等. 基于“重要性-敏感性-连通性” 框架的云浮市生态安全格局构建[J]. 地理研究, 2017, 36(3):471-484.

DOI

CHEN X, PENG J, LIU Y X, et al. Constructing ecological security pattern in Yunfu city based on the framework of importance-sensitivity-connectivity[J]. Geographical Research, 2017, 36(3):471-484.

[15]
彭建, 李慧蕾, 刘焱序, 等. 雄安新区生态安全格局识别与优化策略[J]. 地理学报, 2018, 73(4):701-710.

DOI

PENG J, LI H L, LIU Y X, et al. Identification and optimization of ecological security pattern in Xiong'an New Area[J]. Acta Geographica Sinica, 2018, 73(4):701-710.

DOI

[16]
沈悦, 严金明, 陈昊. 基于“三生” 空间优化的城乡交错区土地整治功能单元划定[J]. 农业工程学报, 2018, 34(11):243-252.

SHEN Y, YAN J M, CHEN H. Land consolidation function unit demarcation based on optimization of production, living and ecology space in peri-urban areas[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018, 34(11):243-252.

[17]
PENG J, YANG Y, LIU Y X, et al. Linking ecosystem services and circuit theory to identify ecological security patterns[J]. Science of the Total Environment, 2018,644:781-790.

[18]
阚恒, 丁冠乔, 郭杰, 等. 基于生态安全格局分析的国土空间生态修复关键区域识别:以环太湖城市群为例[J]. 应用生态学报, 2024, 35(8):2217-2227.

DOI

KAN H, DING G Q, GUO J, et al. Identification of key areas for ecological restoration of territorial space based on ecological security pattern analysis:a case study of the Taihu Lake city cluster[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2024, 35(8):2217-2227.

[19]
张海铃, 叶长盛, 胡梦姗. 基于生态安全格局的环鄱阳湖城市群生态修复关键区域识别及修复策略[J]. 水土保持研究, 2023, 30(2): 393-402.

ZHANG H L, YE C S, HU M S. Identification and restoration strategy of key areas of ecological restoration in urban agglomeration around Poyang Lake based on ecological security pattern[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2023, 30(2): 393-402.

[20]
LIU H C, FAN J, LIU B Y, et al. Practical exploration of ecological restoration and management of the mountains-rivers-forests-farmlands-lakes-grasslands system in the Irtysh River Basin in Altay,Xinjiang[J]. Journal of Resources and Ecology, 2021, 12(6):766-776.

[21]
孔凡斌, 段淑慧, 徐彩瑶. 基于生态系统服务和生态敏感性的生态安全格局构建:以钱塘江流域为例[J]. 生态学报, 2024, 44(24):11359-11374.

KONG F B, DUAN S H, XU C Y. The construction of ecological security pattern based on ecosystem services and ecological sensitivity: a case study of the Qiantang River Basin[J]. Acta Ecologica Sinica, 2024, 44(24):11359-11374.

[22]
李欣, 郑颖, 陈安宁, 等. 基于生态安全格局与风险评价的生态修复优先区识别:以神木市为例[J]. 生态学报, 2024, 44(19):8784-8797.

LI X, ZHENG Y, CHEN A N, et al. Identification of ecological restoration priority areas based on ecological security patterns and risk assessment:a case study of Shenmu city[J]. Acta Ecologica Sinica, 2024, 44(19):8784-8797.

[23]
马泽钰, 李鹏, 肖列, 等. 青海省生态修复关键区识别及修复分区划分[J]. 水土保持学报, 2024, 38(3):252-265.

MA Z Y, LI P, XIAO L, et al. Identification of key areas for ecological restoration and division of restoration zones in Qinghai province[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2024, 38(3):252-265.

[24]
龚佳丽, 李红波, 杨和平. 生态安全格局与生态脆弱性视角下的武汉城市圈国土空间生态修复区识别与分类[J]. 地理科学, 2024, 44(10):1809-1817.

DOI

GONG J L, LI H B, YANG H P. Identification and classification of ecological restoration areas in territorial land space of Wuhan metropolitan area under the perspective of ecological security patterns and ecological vulnerability[J]. Geographical Science, 2024, 44(10):1809-1817.

[25]
卢培嘉, 韦燕飞, 童新华, 等. 国土空间生态修复关键区域识别研究:以西安市为例[J]. 环境工程技术学报, 2024, 14(6):1877-1891.

LU P J, WEI Y F, TONG X H, et al. Study on identification of key areas for ecological restoration of territorial space: taking Xi'an city as an example[J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2024, 14(6):1877-1891.

[26]
黄海, 杨顺, 田尤, 等. 汶川地震重灾区泥石流灾损土地利用及生态修复模式:以北川县都坝河小流域为例[J]. 自然资源学报, 2020, 35(1):106-118.

DOI

HUANG H, YANG S, TIAN Y, et al. The debris flow disaster land use and ecological restoration measures in Wenchuan earthquake hard-hit disaster areas: a case study of in the small watershed of Duba River[J]. Journal of Natural Resources, 2020, 35(1):106-118.

DOI

[27]
高梦雯, 胡业翠, 刘新卫, 等. 多维视角下水生态修复分区划定:以典型喀斯特地区河池市为例[J]. 应用生态学报, 2024, 35(6):1661-1670.

DOI

GAO M W, HU Y C, LIU X W, et al. Delineation of water ecological restoration zoning from a multi-dimensional perspective: a case study in Hechi, a typical karst region[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2024, 35(6):1661-1670.

DOI

[28]
曾晨, 程轶皎, 吕天宇. 基于生态系统健康的国土空间生态修复分区:以长江中游城市群为例[J]. 自然资源学报, 2022, 37(12):3118-3135.

DOI

ZENG C, CHENG Y J, LYU T Y. Research on land-space ecological restoration zoning based on ecosystem health: a case study of the urban agglomeration in the middle reaches along the Yangtze River[J]. Journal of Natural Resources, 2022, 37(12):3118-3135.

DOI

[29]
孙传谆, 王梓辰, 李景刚, 等. 基于生态系统多维特征的粤港澳大湾区国土空间生态保护修复分区研究[J]. 生态学报, 2023, 43(5):2061-2073.

SUN C Z, WANG Z C, LI J G, et al. Ecological protection and restoration zoning of territorial space in Guangdong-Hong Kong-Macao Greater Bay Area based on multidimensional ecosystem features[J]. Acta Ecologica Sinica, 2023, 43(5):2061-2073.

[30]
陈国阶, 方一平, 高延军. 中国山区发展报告:中国山区发展新动态与新探索[M]. 北京: 商务印书馆, 2010.

[31]
YU Y Y, LI J, ZHOU Z X, et al. Response of multiple mountain ecosystem services on environmental gradients:how to respond,and where should be priority conservation?[J]. Journal of Cleaner Production, 2021,278:123264.

[32]
余玉洋, 李晶, 周自翔, 等. 基于多尺度秦巴山区生态系统服务权衡协同关系的表达[J]. 生态学报, 2020, 40(16):5465-5477.

YU Y Y, LI J, ZHOU Z X, et al. Multi-scale representation of trade-offs and synergistic relationship among ecosystem services in Qinling-Daba Mountains[J]. Acta Ecologica Sinica, 2020, 40(16):5465-5477.

[33]
李君轶, 傅伯杰, 孙九林, 等. 新时期秦岭生态文明建设:存在问题与发展路径[J]. 自然资源学报, 2021, 36(10):2449-2463.

DOI

LI J Y, FU B J, SUN J L, et al. Ecological civilization construction at Qinling Mountains in the new era[J]. Journal of Natural Resources, 2021, 36(10):2449-2463.

[34]
温成龙, 肖顺. 基于小流域单元的县级国土空间生态修复工程布局研究:以四川省凉山州会理市为例[J]. 资源与人居环境, 2025(1):27-39.

[35]
焦胜, 刘奕村, 韩宗伟, 等. 基于生态网络-人类干扰的国土空间生态修复优先区诊断:以长株潭城市群为例[J]. 自然资源学报, 2021, 36(9):2294-2307.

DOI

JIAO S, LIU Y C, HAN Z W, et al. Determining priority areas for land ecological restoration based on ecological network-human disturbance:a case study of Changsha-Zhuzhou-Xiangtan urban agglomeration[J]. Journal of Natural Resources, 2021, 36(9):2294-2307.

[36]
马超, 陈英, 张金龙, 等. 河西走廊生态安全格局构建与优化研究[J]. 生态科学, 2023, 42(1):206-214.

MA C, CHEN Y, ZHANG J L, et al. Construction and optimization of ecological security pattern in Hexi Corridor[J]. Ecological Science, 42(1):206-214.

[37]
李航鹤, 马腾辉, 王坤, 等. 基于最小累积阻力模型(MCR)和空间主成分分析法(SPCA)的沛县北部生态安全格局构建研究[J]. 生态与农村环境学报, 2020, 36(8):1036-1045.

LI H H, MA T H, WANG K, et al. Construction of ecological security pattern in northern Peixian based on MCR and SPCA[J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2020, 36(8):1036-1045.

[38]
DAILY G C, SÖDERQVIST T, ANIYAR S, et al. The value of nature and the nature of value[J]. Science, 2000, 289(5478):395-396.

[39]
袁兴中, 肖红艳, 颜文涛, 等. 成渝经济区土地利用与生态服务价值动态分析[J]. 生态学杂志, 2012, 31(1):180-186.

YUAN X Z, XIAO H Y, YAN W T, et al. Dynamic analysis of land use and ecosystem services value in Cheng-Yu Economic Zone, Southwest China[J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(1):180-186.

[40]
刘高焕, 刘俊卫, 朱会义. 基于GIS的小流域地块单元划分与汇流网络计算[J]. 地理科学进展, 2002(2):139-145.

LIU G H, LIU J W, ZHU H Y. Land-unit based flow network model in small catchment with GIS support[J]. Progress in Geography, 2002(2):139-145.

DOI

[41]
JIANG J, ZHANG H L, HUANG Q, et al. Diagnosis of key ecological restoration areas in territorial space under the guidance of resilience:a case study of the Chengdu-Chongqing region[J]. Land, 2023, 12(5):973.

[42]
任堃. 秦巴山区生态风险评价及生态安全格局构建[D]. 西安: 长安大学, 2023.

REN K. Ecological risk assessment and ecological security pattern construction in the Qinba Mountain Area[D]. Xi'an: Chang'an University, 2023.

[43]
如克亚·热合曼, 阿里木江·卡斯木, 哈力木拉提·阿布来提.基于MSPA和MCR模型的图木舒克市生态安全格局构建[J]. 环境科学与技术, 2021, 44(5):229-237.

REHEMAN R, KASIM A, ABLAT H. Construction of ecological security pattern in Tumshuk city based on MSPA and MCR model[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 44(5):229-237.

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