基于生態系統服務重要性和生態敏感性的廣東省生態安全格局構建

王 浩,馬 星,杜 勇

廣東省城鄉規劃設計研究院,廣州 510220

生態安全是人類社會可持續發展的重要前提,也是當前地理學與生態學乃至城鄉規劃學研究的熱點[1-4]。20世紀80年代以來,我國經歷了快速的城鎮化過程,過度的開發活動對生態安全產生了巨大的影響,植被覆蓋率降低、水污染問題突出、水土流失頻發、生物多樣性降低等一系列的生態環境問題威脅著山水林田湖草生命共同體的和諧與共生。在我國生態文明的國家戰略背景下,生態安全問題越來越受到關注,如何解決生態安全問題已經不僅僅是學術界關注的焦點,也成為了國家和社會重點關注和亟待解決的問題,“統一行使所有國土空間用途管制和生態保護修復職責,統籌山水林田湖草系統治理”的國家戰略,要求從國土空間的范疇上形成統一治理的生態安全保障體系[5]。

構建城市生態安全格局是系統解決生態安全問題、推動可持續發展的重要手段。近十年來,眾多學者圍繞生態安全格局構建的問題進行了大量的理論和實證研究,并逐漸形成了一套包含源地、節點、廊道的生態安全格局構建方法體系。俞孔堅等[6]在2009年對北京市生態安全格局的研究為近十年的相關研究奠定了基礎,他提出的“源-空間聯系-優化策略”的技術路線被不斷豐富和優化。在研究尺度方面,形成了全國[7]、省域[8-9]、城市群[10-12]、市域[13-14]和縣域[15]的多尺度生態安全格局構建方法；此外,不同類型區域的生態安全格局構建方法存在差異,山地型城市[16-18]、山水型城市[19]、平原地區[20]、農牧交錯帶地區[21]、海島型城市[22]等；在研究方法上,逐漸產生了基于生態系統服務供需[23]、基于生態保護紅線[24]、基于生態重要性和敏感性[25]、基于源-匯理論[26]等多種生態安全格局構建方法。當前的生態安全格局研究無論是在理論還是在實踐上都產生了較多成果,形成了系統的生態安全格局構建理論體系和技術體系,但是較少提出對生態安全格局落地以及優化的政策建議。

作為改革開放的先行地,20世紀90年代以來,廣東省經歷了快速的城鎮化過程,在大幅提升社會經濟發展水平的和人民生活水平的同時,生態環境問題也在逐漸凸顯,存在著水源水質安全受到威脅、水源涵養能力不足、野生動植物保護力度不夠、海域生態系統遭到嚴重破壞、水土流失和地質災害加劇、風暴潮災害、洪澇災害危害以及城市生態環境惡化等問題。在國土空間規劃背景下,急需識別生態環境問題,優化生態保護空間格局,為促進生態文明、綠色發展以及更好地統籌“山水林田湖草”提供科學依據。本文在借鑒已有相關研究的基礎上,使用生態系統服務重要性、敏感性評價以及最小阻力模型等方法構建廣東省生態安全格局,為廣東省國土空間保護格局的落地以及生態空間優化提供參考和借鑒。

1 研究區域與數據來源

1.1 研究區域

廣東省地處珠江下游,北倚南嶺,南鄰南海,下轄21個地市,國土面積17.97 km2(圖1)。廣東省整體地形呈北高南低,北依南嶺山脈鄰接湖南,東有蓮花山脈與福建相接,西有云開大山與廣西相鄰,平均海拔208 m,年均降水量1560 mm,屬于亞熱帶季風氣候。2017年常住人口近1.1億人,國民生產總值89705.23億元,城鎮化率69.85%,經濟發展水平居全國前列,尤其是珠三角地區作為粵港澳大灣區的主要組成部分,是我國開放程度最高、經濟活力最強的區域之一。為促進區域協調發展,廣東省正在構建“一核一帶一區”發展新格局,旨在實現高質量發展的同時,實現生態環境的保護與恢復。

圖1 廣東省地形地貌Fig.1 The topographic of Guangdong province

1.2 數據來源

研究所需要的數據主要包括土地利用變更調查數據、氣象數據、遙感數據產品、自然保護地數據、地形數據、道路數據、土壤數據等(表1)。其中土地利用變更調查數據、基礎地理數據和自然保護地數據都來自廣東省自然資源廳,氣象數據來自廣東省氣象局；交通路網數據來自廣東省交通廳；MODIS NDVI數據來自NASA官網,DEM(Digital Elevation Model)數據來自地理空間數據云,土壤數據下載自中科院資源環境科學數據中心。

表1 數據來源

2 研究方法

2.1 生態系統服務重要性評價

參考《廣東省生態紅線劃定指南》和與相關研究,選取廣東省較為重要的水源涵養、水土保持、固碳釋氧和生物多樣性四種生態系統服務功能,分別采用綜合蓄水法模型、改進的土壤流失模型RUSLE模型、CASA模型和InVest模型進行估算,得到不同生態系統服務類型結果。最后通過自然斷點法將四種生態系統服務功能進行分類和等權疊加,得到生態系統服務重要性結果。

水源涵養服務主要通過植被的林冠截留、枯落物層截留和土壤截留作用來實現,本研究采用綜合蓄水法來估算水源涵養服務能力[27],計算公式見公式(1)。

Q=Q1+Q2+Q3

(1)

其中Q為單位面積的保水量,Q1是植被冠層的截留量,Q2是估值落葉層的吸水截留量,Q3是土壤層的截留量。

土壤保持服務能力使用改進的水土流失模型RUSLE模型進行估算,該模型主要包含兩個部分,一部分是潛在土壤侵蝕量,一部分是現實土壤侵蝕量,兩者之差為土壤保持量[28],計算方法見公式(2)。

Ap=R×K×L×S
Ar=R×K×L×S×C×P
Ac=R×K×L×S×(1-C×P)

(2)

式中,Ap是潛在土壤侵蝕量,Ar是現實土壤侵蝕量,Ac是土壤保持量,R是降雨量侵蝕因子,K是土壤可蝕性因子,L是坡長因子,S是坡度因子,C為植被覆蓋因子,P為水土保持措施因子。

生境質量反映某種環境下物種發展生存的能力,一般用來評估生物多樣性。本文使用InVEST模型評估生境質量,計算方法見公式(3)。

(3)

式中Qxj為土地利用類型j中的斑塊x的生境質量；Hj是土地利用類型j的生境適宜性；Dxj是土地利用類型j種斑塊x受威脅水平,z為常數[29-30]。

固碳能力即大自然的碳封存的能力,指的植物通過光合作用的固碳過程[31]。本文使用CASA模型計算植被凈初級生產力(NPP)來代表植被的固碳釋氧服務能力。計算公式見公式(4)。

NPP(x,t)=APAR(x,t)×ε(x,t)

(4)

式中,式中,NPP(x,t)是柵格單元x在月份t的凈初級生產力(gC/km2),APAR(x,t)表示象元x在月份t的光和有效輻射(MJ/km2)；ε(x,t)是象元x在月份t的實際光能利用率(gC/MJ)[32]。

2.2 生態敏感性評價

參考相關研究成果并結合廣東省自然環境因素[33-34],選取植被覆蓋度、高程、坡度、土地利用類型及土壤侵蝕強度等5類指標作為評價因子(表2)。其中,土壤侵蝕強度用來表示研究區生態環境最為突出的水土流失敏感性,其值基于修正的通用土壤流失方程計算并分級得到。基于層次分析法確定的權重,對上述5類因子敏感性賦值結果進行加權運算,并使用自然斷點法劃分為不敏感、輕度敏感、中等敏感、高度敏感和極度敏感5個等級,獲得生態環境敏感性評價結果。

表2 生態敏感性評價因子

2.3 最小阻力模型構建

基于最小阻力模型,計算生態源點與生態源點之間的最小耗費距離,以測算其向外擴張過程中各種景觀要素流、生態擴散的最小阻力值,判斷源地之間的連通性和可達性。通過參照相關研究[35-36],選取土地利用類型、海拔、坡度、植被覆蓋度、距河流道路等線性空間的距離等阻力因子,使用層次分析法確定各個因子權重,疊加生成阻力面(表3)。其計算公式為：

(5)

式中,MCR為最小累計阻力值；Dij為物種從源地j到景觀單元i的空間距離；Ri為景觀單元i的生態阻力系數；f表示最小累積阻力與生態過程的正相關關系。

表3 阻力面影響因子

3 結果分析

3.1 廣東省生態系統服務重要性

廣東省不同的生態系統服務功能具有不同的空間格局,對于生態安全格局也有著不同的作用(圖2)。土壤保持服務較高的區域主要集中在粵北和粵東地區,包括云開山脈、南嶺、蓮花山脈等重要山脈。水源涵養服務高值區主要集中在環珠三角區域,該區域年均降雨量大,植被覆蓋率較高,容易涵養水源。生物多樣性的高值區主要分布在人類活動影響較小的山區,珠三角核心區的集中建成區還有主要的交通干線兩側生物多樣性較低。

圖2 廣東省生態系統服務功能評估結果Fig.2 The evaluation result of ecological service in Guangdong Province

從空間格局上來看,生態系統服務的高值區主要集中在珠三角核心區的外圍和粵北區域,尤其是在珠三角的東西兩側形成了集中連片的具有重要生態系統服務能力的區域；珠三角核心區、粵西地勢平坦的湛江大部分區域和茂名西南生態服務功能較低(圖3)。經統計,生態系統服務極重要區面積為57211.90 km2,占廣東省國土面積的31.82%,其中珠三角核心區有14347.46 km2,沿海經濟帶生態系統服務極重要區有16987.07 km2,北部生態發展區面積為25877.36 km2,是“一核一帶一區”中生態系統服務極重要面積最大的,占總面積的45.23%,表明北部生態發展區整體生態系統服務能力較強,可為珠三角核心區提供較多的生態功能(表4)。

表4 生態系統服務重要性分區統計

3.2 廣東省生態敏感性

通過對生態敏感性評價因子的疊加,得到生態敏感性評估結果,使用自然斷點法將生態敏感性分成低、中等、較高和高四類。生態敏感性空間分布較為分散,生態敏感性高的地區主要分布在粵西茂名的西南部和湛江的東北部的平坦區域、韶關的滑石山山脈以及河源的九連山山脈等區域(圖4),這些區域或是地勢平坦且地表覆蓋缺少林草,容易產生水土流的區域,或是生態環境良好,以林地為主但地勢起伏度較大,容易產生地質災害而遭到破壞的區域。

廣東省生態極敏感區域共有24712.67 km2,其中珠三角地區有5636.13 km2,沿海經濟帶生態極敏感區面積最大,共有11505.11 km2,全省極敏感區的46.56%,表明該地區的生態本底更易受到破壞,在發展經濟的同時,應該充分考慮生態敏感性問題,注意過度開發帶來的生態環境破壞。北部生態發展區生態敏感性極高的區域面積為7571.43 km2,占北部生態發展區總面積的9.86%,是3個分區里面占比最小的,但是敏感及以上的區域占比達到64.25%,生態敏感性的問題不容忽視(表5)。

表5 廣東省生態敏感性分區面積統計/km2

圖3 廣東省生態系統服務重要性空間格局 Fig.3 Spatial patterns of ecosystem services′ importance in Guangdong Province

圖4 廣東省生態敏感性空間格局 Fig.4 Spatial patterns of ecosystem sensitivity in Guangdong Province

3.3 廣東省生態源地

在生態系統服務重要性和生態敏感性評估結果的基礎上,通過疊加分析得到生態重要性。取生態系統服務高值區和生態敏感性的高值區作為生態重要區,及生態源地(圖5)。將文中通過生態系統服務重要性和生態敏感性評價得到的生態源地與廣東省生態保護紅線和自然保護地進行疊加,發現生態保護紅線和自然保護地絕大部分區域都在生態源地內,表明文中生態源地的劃定方法科學可行,具有較高合理性和準確性。對生態源地面積進行統計,全省共有生態源地44636.77 km2,占國土面積的25.04%。其中珠三角核心區有18134.50 km2,沿海經濟帶有25059.61 km2,北部生態發展區生態源地面積最大,共有31442.66 km2,占生態源地總面積的42.13%。

表6 廣東省分區生態源地面積統計

結合生態源地與廣東省自然保護地,選取重要的戰略節點,通過參照相關文獻,選取國家級自然保護區、濕地公園和森林公園,面積大于100 km2的非國家級自然保護地以及具有重要的區域性生態系統服務功能區的幾何中心作為重要生態節點(圖5)。重要生態節點共有87個,其中國家級自然保護區有6個,國家級森林公園有21個,國家級濕地公園有23個,面積大于100 km2的非國家級自然保護地有14個,具有重要區域性生態系統服務功能的生態節點有23個。

3.4 廣東省生態安全格局

通過對8種阻力因子的加權疊加,得到生態節點的擴張阻力面(圖6)。阻力面的高值區主要集中在廣州、深圳、東莞等密集建成區以及重要的交通廊道,該類型區域人類活動較為密集,對生態要素的流動限制性較高,此外,南嶺、大東山等生態敏感性較高的地方阻力值也比較高,尤其是不利于動物的遷徙活動。與此相比,在遠離城市以及重要河流沿岸的區域,生態環境良好且受人類活動影響較小,因此生態擴張阻力較小。

圖5 廣東省生態源地與主要生態節點 Fig.5 The ecological sources and main ecological nodes in Guangdong Province

圖6 廣東省生態擴張阻力面Fig.6 The resistance surface of Guangdong Province

圖7 廣東省生態安全格局 Fig.7 Constructing ecological security patterns of Guangdong Province

在識別生態源地、生態節點和最小阻力面的基礎上,通過ArcGIS的cost-distance模塊,共識別出151條生態廊道,總長度為7400 km(圖7)。受生態源地和重要生態節點的影響,生態廊道在環珠三角的區域分布較為密集,由于粵西生態源地和重要生態節點較少,因此生態廊道數量較少。此外,珠三角核心區內部的生態廊道也較少,該地區生態節點較少,且生態擴張阻力較大。

4 討論

廣東省素有“兩屏一帶”的生態保護格局的說法,但是該說法尚未得到相關研究的證實,從廣東省生態重要性評估結果來看,環珠三角生態屏障的空間形態較為明顯,但是外圍的生態屏障并不明顯且不連續。為綜合評估區域生態安全格局,明晰廣東省與周邊省份的生態聯系,選取廣東以及鄰省廣西、湖南、江西、福建五省進行區域生態安全格局構建,使用和省域生態重要性評估相同的方法,評估區域生態重要性空間分布,評價尺度單元為250 m×250 m單元網格。

圖8 五個省份的生態系統服務重要性與敏感性空間格局Fig.8 Spatial patterns of ecological service importance and ecological sensitivity in five provinces

區域的生態系統服務重要性分化明顯,重要性高值多分布在重要山脈如大東山、蓮花山、羅霄山脈、玳瑁山、武陵山,山林地區覆蓋重要的生態區；低值主要分布在平原地區如泛珠三角平原、洞庭湖平原、廣西盆地等城鎮擴張明顯地區。生態敏感性高值區在洞庭湖平原與鄱陽湖平原地區較為集中,其他區域呈破碎狀分布,廣東省較廣西省、福建省等分布較為平均,生態敏感性集中區處于湛江以及與廣西交界處(圖8)。

圖9 五個省份的生態重要性顯示Fig.9 Ecological importance in five provinces

從區域生態重要性評估結果來看,較其他四省,廣東省生態重要性高值區域集中明顯,且區域連續程度較高,廣西、江西、福建省域高值區域較為離散(圖9)。鳳凰山、九嶺山脈、武夷山脈、羅霄山脈、云開大山、大桂山、蓮花山等區域具有重要生態功能,其中云開大山、九連山脈、南嶺和起微山連接了廣東省與周邊省份高值區域。從分析結果來看,廣東省北部生態屏障并非是在省內孤立的存在,以南嶺、蓮花山脈、云開大山等種山脈為基底,廣東省的北部生態屏障與其他省份共享,且共同屬于南方丘陵地帶生態屏障的一部分[37]。

此外,從評估結果來看,珠三角外圍的生態屏障在空間上連續性要高于外圍生態屏障,而且起到連接省內重要生態空間的作用。粵港澳大灣區規劃剛要中明確提出要打造生態屏障,實施重要生態系統保護和修復重大工程,構建生態廊道和生物多樣性保護網絡。在大灣區的發展建設中,在保證高質量發展的同時,進一步加強生態系統的保護和修復力度,優化生態空間格局,保障環珠三角生態屏障的安全屏障作用和連通作用,可對廣東省的生態安全格局產生積極影響。

在生態文明建設和山水林田湖草生命共同體理念的背景下,以系統思維治理生態問題愈發重要,而生態安全格局是系統解決生態問題的重要手段[38]。越來越多的學者嘗試通過構建生態安全格局的方法解決生態空間管控優化以及國土空間生態修復問題[39-42],并且取得了一定的成果。在國土空間規劃中,強調空間的精細化落地與管控,生態安全格局構建中所涉及到的重要生態源地、生態節點以及生態廊道,都可以通過精細化的空間識別,應用到國土空間保護格局中,作為一種生態空間管控措施,來豐富目前的生態保護紅線和自然保護地所組成生態空間管控體系。

受研究區分布特征、數據獲取的限制,在參考已有研究成果的基礎上,本文只選擇了幾類主要的生態系統服務功能、地形因子來識別生態源地或建立阻力面,對其他指標因子的考慮有待進一步的研究。河流作為一種重要的生態廊道類型,本文中并沒有對其進行單獨的分析,在接下來的工作中還需要對河流生態廊道進行細分化研究。此外,在生態廊道的識別上,受限于生態源地的分布,并沒有考慮到生態系統服務供需平衡關系和流動關系,沒有對每一條生態廊的的具體意義進行識別,該方面的研究還需要進一步深化。

5 結論

以廣東省為例,在“3S”技術的支持下,基于重要性-敏感性的生態評估方法識別廣東省重要的生態源地,使用最小阻力模型識別重要生態廊道,構建生態安全格局,并對生態空間結構的調整和管控提出策略。結果表明：(1)重要的生態源地面積為54636.7 km2,占廣東省國土面積的25.04%；(2)研究所識別的生態源地與廣東省生態紅線和自然保護地的重合程度較高,在自然保護地和生態源地的基礎上共選出87處重要生態節點；(3)共識別出廣東省生態廊道151條,總長度為7400 km,廊道周邊用地主要以林地為主；(4)廣東省北部山區生態屏障并非獨立存在于省內,而是與湖南、江西、福建、廣西等省份共享,是南方丘陵地帶重要的生態空間。文章所構建的生態安全格局,可為當前國土空間規劃和國土空間生態修復等工作提供一個有效的系統解決生態問題的手段,為廣東省生態空間優化和管控措施制定提供參考。

參考文獻(References):

[1] Swart R. Security risks of global environmental changes. Global Environmental Change, 1996, 6(3): 187-192.

[2] Bullock P. Agro-ecological characterisation, food production and security. Developments in Crop Science, 1997, 25: 29-37.

[3] Alcamo J, Endejan M B, Kaspar F, R?sch T. The GLASS model: a strategy for quantifying global environmental security. Environmental Science & Policy, 2001, 4(1): 1-12.

[4] 曲格平. 關注生態安全之一: 生態環境問題已經成為國家安全的熱門話題. 環境保護, 2002, (5): 3-5.

[5] 曹宇, 王嘉怡, 李國煜. 國土空間生態修復: 概念思辨與理論認知. 中國土地科學, 2019, 33(7): 1-10.

[6] 俞孔堅, 王思思, 李迪華, 李春波. 北京市生態安全格局及城市增長預景. 生態學報, 2009, 29(3): 1189-1204.

[7] 俞孔堅, 李海龍, 李迪華, 喬青, 奚雪松. 國土尺度生態安全格局. 生態學報, 2009, 29(10): 5163-5175.

[8] 杜世勛, 榮月靜. 山西省生態安全格局空間識別研究. 水土保持研究, 2017, 24(6): 147-153.

[9] 楊姍姍, 鄒長新, 沈渭壽, 沈潤平, 徐德琳. 基于生態紅線劃分的生態安全格局構建——以江西省為例. 生態學雜志, 2016, 35(1): 250-258.

[10] 陳利頂, 周偉奇, 韓立建, 孫然好. 京津冀城市群地區生態安全格局構建與保障對策. 生態學報, 2016, 36(22): 7125-7129.

[11] 楊天榮, 匡文慧, 劉衛東, 劉愛琳, 潘濤. 基于生態安全格局的關中城市群生態空間結構優化布局. 地理研究, 2017, 36(3): 441-452.

[12] 王玉瑩, 金曉斌, 沈春竹, 鮑桂葉, 劉晶, 周寅康. 東部發達區生態安全格局構建——以蘇南地區為例. 生態學報, 2019, 39(7): 2298-2310.

[13] 田雅楠, 張夢晗, 許蕩飛, 張圣微. 基于“源-匯”理論的生態型市域景觀生態安全格局構建. 生態學報, 2019, 39(7): 2311-2321.

[14] 邱碩, 王宇欣, 王平智, 林聰. 基于MCR模型的城鎮生態安全格局構建和建設用地開發模式. 農業工程學報, 2018, 34(17): 257-265.

[15] 吳健生, 岳新欣, 秦維. 基于生態系統服務價值重構的生態安全格局構建——以重慶兩江新區為例. 地理研究, 2017, 36(3): 429-440.

[16] 杜悅悅, 胡熠娜, 楊旸, 彭建. 基于生態重要性和敏感性的西南山地生態安全格局構建——以云南省大理白族自治州為例. 生態學報, 2017, 37(24): 8241-8253.

[17] 黃健, 張銳, 李世佳. 基于改進MCR模型的重慶市江津區生態安全格局構建. 中國農學通報, 2019, 35(17): 130-137.

[18] 黃木易, 岳文澤, 馮少茹, 蔡接接. 基于MCR模型的大別山核心區生態安全格局異質性及優化. 自然資源學報, 2019, 34(4): 771-784.

[19] 儲金龍, 王佩, 顧康康, 汪勇政. 山水型城市生態安全格局構建與建設用地開發策略. 生態學報, 2016, 36(23): 7804-7813.

[20] 彭建, 李慧蕾, 劉焱序, 胡熠娜, 楊旸. 雄安新區生態安全格局識別與優化策略. 地理學報, 2018, 73(4): 701-710.

[21] 李晶, 蒙吉軍, 毛熙彥. 基于最小累積阻力模型的農牧交錯帶土地利用生態安全格局構建——以鄂爾多斯市準格爾旗為例. 北京大學學報: 自然科學版, 2013, 49(4): 707-715.

[22] 江源通, 田野, 鄭拴寧. 海島型城市生態安全格局研究——以平潭島為例. 生態學報, 2018, 38(3): 769-777.

[23] 景永才, 陳利頂, 孫然好. 基于生態系統服務供需的城市群生態安全格局構建框架. 生態學報, 2018, 38(12): 4121-4131.

[24] 徐德琳, 鄒長新, 徐夢佳, 游廣永, 吳丹. 基于生態保護紅線的生態安全格局構建. 生物多樣性, 2015, 23(6): 740-746.

[25] 陳昕, 彭建, 劉焱序, 楊旸, 李貴才. 基于“重要性—敏感性—連通性”框架的云浮市生態安全格局構建. 地理研究, 2017, 36(3): 471-484.

[26] 王琦, 付夢娣, 魏來, 韓煜, 史娜娜, 李俊生, 全占軍. 基于源-匯理論和最小累積阻力模型的城市生態安全格局構建——以安徽省寧國市為例. 環境科學學報, 2016, 36(12): 4546-4554.

[27] 稅偉, 杜勇, 王亞楠, 楊海峰, 付銀, 范冰雄, 黃夢圓. 閩三角城市群生態系統服務權衡的時空動態與情景模擬. 生態學報, 2019, 39(14): 5188-5197.

[28] 李晶, 李紅艷, 張良. 關中-天水經濟區生態系統服務權衡與協同關系. 生態學報, 2016(10): 3053-3062.

[29] 朱文博, 張靜靜, 崔耀平, 鄭輝, 朱連奇. 基于土地利用變化情景的生態系統碳儲量評估——以太行山淇河流域為例. 地理學報, 2019, 74(3): 446-459.

[30] 彭建, 徐飛雄. 不同格網尺度下的黃山市生境質量差異分析. 地球信息科學學報, 2019, 21(6): 887-897.

[31] Qin K Y, Li J, Yang X N. Trade-off and synergy among ecosystem services in the Guanzhong-Tianshui economic region of China. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2015, 12(11): 14094-14113.

[32] 朱文泉, 潘耀忠, 張錦水. 中國陸地植被凈初級生產力遙感估算. 植物生態學報, 2007, 31(3): 413-424.

[33] 丁振民, 姚順波. 區域生態敏感性評估的理論框架與模型設計——以陜西省為例. 地理研究, 2019, 38(8): 2085-2098.

[34] 李永格, 李宗省, 馮起, 衛偉, 楊靜, 呂越敏, 桂娟, 袁瑞豐, 張百娟. 基于生態紅線劃定的祁連山生態保護性開發研究. 生態學報, 2019, 39(7): 2343-2352.

[35] 韓博, 金曉斌, 沈春竹, 項曉敏, 曹帥, 孫瑞, 周寅康. 基于景觀生態評價與最小阻力模型的江南水鄉土地整治規劃. 農業工程學報, 2019, 35(3): 235-245.

[36] 楊志廣, 蔣志云, 郭程軒, 楊曉晶, 許曉君, 李瀟, 胡中民, 周厚云. 基于形態空間格局分析和最小累積阻力模型的廣州市生態網絡構建. 應用生態學報, 2018, 29(10): 3367-3376.

[37] 王曉峰, 勒斯木初, 張明明. “兩屏三帶”生態系統格局變化及其影響因素. 生態學雜志, 2019, 38(7): 2138-2148.

[38] 方瑩, 王靜, 黃隆楊, 翟天林. 基于生態安全格局的國土空間生態保護修復關鍵區域診斷與識別——以煙臺市為例. 自然資源學報, 2020, 35(1): 190-203.

[39] 倪慶琳, 侯湖平, 丁忠義, 李藝博, 李金融. 基于生態安全格局識別的國土空間生態修復分區——以徐州市賈汪區為例. 自然資源學報, 2020, 35(1): 204-216.

[40] 劉頌, 劉蕾. 基于生態安全的區域生態空間彈性規劃研究——以山東省滕州市為例. 中國園林, 2020, 36(2): 11-16.

[41] 蘇沖, 董建權, 馬志剛, 喬娜, 彭建. 基于生態安全格局的山水林田湖草生態保護修復優先區識別——以四川省華鎣山區為例. 生態學報, 2019, 39(23): 8948-8956.

[42] 張豆, 渠麗萍, 張桀滈. 基于生態供需視角的生態安全格局構建與優化——以長三角地區為例. 生態學報, 2019, 39(20): 7525-7537.