國土空間視角下生態安全格局構建方法綜述*

孫欣欣 董麗娜 劉 暢

(1 南京大學金陵學院 南京 210089； 2 南京市中山陵園管理局 南京 210014； 3 中國林業科學研究院林業科技信息研究所 北京 100091)

隨著經濟社會的快速發展和城市化進程的加快，人類活動對生態系統產生了強烈干擾，生態安全問題引起越來越多學者的重視。生態安全概念最早提出是在1940年土地健康的概念形成之后，1989年國際應用系統分析研究所首次定義了生態安全的概念[1]。生態安全是指在具體的時空范圍內，生態系統在社會經濟和社會發展壓力下，其結構和功能能夠為社會可持續發展提供生態服務，并且保障人的生產和生活不受威脅的一種狀態[2]。

生態安全格局(Ecological Security Pattern，ESP)是指對于維護、控制特定地段的生態安全有著重要意義的關鍵生態要素，如廊道、節點、斑塊，以及生態網絡等生態空間的布局[3]。國外的生態安全格局研究主要是圍繞土地優化配置[4]、綠色基礎設施[5]、生態網絡[6]、景觀生態學[7]等方面，已經形成較為完善的保護體系和網絡。早期的研究注重生物多樣性的保護，隨著社會的發展，生態安全格局的研究逐步開始轉向生態安全保護體系的建設，提出了自然保護地[8]、生態保護地[9]、國家公園體系[10]等概念。國內的生態安全格局研究最早是從20世紀90年代景觀生態格局[11]研究開始的，研究領域包括林業生態安全[8]、土地生態安全[5]、水生態安全[7]等，技術方法有最小阻力模型(MCR)[9，12]、電路理論研究[13]等。

目前，我國已經進入到國土空間規劃引領“多規合一”的空間治理新時代[4]。國土空間規劃中生態安全評價、生態紅線劃定、生態修復專項規劃等內容都與生態安全格局的構建息息相關。在全國范圍內進行生態安全格局的構建，可以為城市開發邊界控制和生態保護紅線的劃定提供重要的參考和依據。本文將對生態安全格局的構建依據、評價方法和構建方法進行綜述，以期為國土空間規劃中生態安全格局的構建提供參考，為生態文明體系建設和生態安全保障提供理論依據。

1 生態安全格局構建依據及評價方法

構建生態安全格局，首先要對研究區域的本底進行評價。國際上對于生態安全格局的評價還沒有一個統一、標準的評價指標體系，較為常用的評價方法包括生態系統服務功能評價、生態敏感性評價，以及將兩者結合的生態保護重要性評價法[14]等。通過本底評價識別當前研究區中生態保護相對比較重要的區域，可作為后續生態安全格局構建的基礎。此外，生態安全格局構建后，對區域生態安全產生的影響也需再進行評價，通常采用生態安全評價法[15]，以此反映區域生態安全情況。對研究區域準確、合理的生態安全評價結果能夠反映生態環境所存在的安全問題及隱患，是生態安全格局構建的重要組成部分。

1.1 生態保護重要性評價

生態保護重要性評價包括生態系統服務功能評價、生態敏感性評價2個部分。其中，生態系統服務功能評價是指評價生態系統對于保障區域生態安全、防止生態環境惡化或者退化的程度，生態敏感性評價是評價生態系統應對外界干擾的時候發生生態環境問題的可能性大小[16-17]。國內最早是徐衛華等[16]在汶川地震重災區的生態保護研究中提出。國家對國土范圍內的生態保護重要性評價非常重視，先后出臺了一系列相應的行業規范，如《生態功能分區技術規范》《生態保護紅線劃定指南》《森林生態系統服務功能評估規范》《資源環境承載能力和國土空間開發適宜性評價指南(試行)》《全國生態狀況調查評估技術規范—生態系統服務功能評估》(2021)等，對生態系統服務功能評價、生態敏感性評價的方法和內容做出了規定。

1.2 生態系統服務功能評價

目前，生態系統服務功能評價的指標體系主要包括水源涵養、生物多樣性、水土保持、防風固沙、固碳釋氧、海岸防護、養分固持、產品供給、凈化環境等因子，針對不同的研究區域選擇合適的因子。劉永杰等[18]在神農架森林生態系統研究中選取的是涵養水源、保持水土、凈化環境、養分固持等因子；毛誠瑞等[19]在遼河流域的研究中選取的是固碳釋氧、水土保持、產品供給、水源涵養因子；周浪、方一舒、王浩等[13，20-21]分別在針對重慶、昆明、廣東的研究中，選取了水源涵養、水土保持、生物多樣性、固碳釋氧等因子。由此可以看出，在自然生態系統較好的區域選取的評價因子一般更注重生態系統對環境的供給功能，而對行政轄區則更注重生態系統在環境保護功能方面的評價因子。

生態系統服務功能評價的方法主要有2類。第1類是模型法，如Invest模型、Aries模型、Sol VES模型等。Invest模型允許用戶輸入研究區的相關數據，目前在全球范圍內得到廣泛的應用，其局限是由于一些算法的簡化，使得計算的精度降低。例如，王曉玉、鄭群明等[22-23]采用Invest模型研究了江蘇省、普達措國家公園的生態系統服務功能。Aries模型精度較高，但目前僅適用于美國的部分區域，其全球化的模型還未開發，目前在國內應用較少。 Sol VES模型注重生態系統服務功能的社會價值轉化，用于評估生態系統服務功能的社會價值與自然資源之間的關系。第2類是NPP定量指標評估法。例如，郭天威等[24]采用NPP法研究了揚州市的固碳釋氧因子，林雪兒等[25]采用NPP法對武夷山的生物多樣性進行了研究，李輝等[26]采用NPP法對重慶市的生態系統服務功能進行了研究。研究發現，NPP法多用于研究固碳釋氧因子[24]，其評價結果受海拔和坡度影響較大，對于海拔較高、坡度較大的地方評價較為準確，而對于平原地區評價不準確。

1.3 生態敏感性評價

生態敏感性的評價因子主要包括水土流失敏感性、土地沙化敏感性、石漠化敏感性、鹽漬化敏感性、地質災害敏感性等。評價的方法有替代法[27]、模型法[20,28]、因子疊加法[21-22,29]等。替代法一般是針對特定的某種敏感性和單一敏感性，使用范圍較小。模型法是較為常用的方法，針對單一敏感因子，選取評估模型進行計算，最終采用自然分界法與專家知識確定分級賦值的標準，從而劃分出單一敏感因子的等級，再對幾種敏感因子分級賦值，從而獲得綜合敏感性評價的等級。這種評價方法存在一定的局限性，數據的精度以及2次分級的賦值大大降低了評價結果的準確性。近年來，因子疊加法成為主流的評價方法，其不對單一敏感因子進行評價，而是對研究區域內的高程、坡度、坡向、NDVI、土地利用類型等敏感度因子分別賦予權重進行綜合評價，從而獲得區域的生態敏感性分級。

1.4 生態安全評價

當前，國際上較為常用的生態安全評價方法是壓力—狀態—響應評價法(Press-State-Response, PSR)，是由聯合國經濟合作開發署(OECD)和聯合國環境規劃署于1993年提出的一種生態評價模型[30]，廣泛應用于環境、生態安全等領域[31]。這種評價方法強調人類與環境之間的作用關系，多用于評價人類活動對生態環境造成一定影響區域的生態安全。例如，周介元等[33]對浙江省生態安全時空演變特征、咼亞玲等[15]對洞庭湖區的生態安全、李沖等[32]對京津冀生態屏障區均進行了研究。這類評價方法多用于受到人類干擾產生一定影響的區域，如經濟較發達區域，或者生態環境較敏感區域。

PSR模型較為簡單，也存在一些局限性。因此，出現了基于PSR模型的改進方法，包括DPSIR[6,33](Driving Force-Press-State-Impact-Response)、DPSER(Driving-forces-Pressure-State-Exposure-Response),SDR(State-Danger-Response)等。DPSIR方法在PSR方法的基礎上增加了驅動力因子，在評價經濟社會活動與環境之間的因果關系方面具有一定優勢。DPSER模型更注重影響后的結果，包括正面、負面的結果，協調人類需求與生態環境接觸影響的關系。SDR模型在PSR模型的基礎上增加了自然災害的因素，更加強調生態安全動態演變過程[34]。例如，秦趣、朱蓮蓮等[6，33]采用DPSIR法對高原濕地生態安全及湖南省生態安全進行了研究，將社會經濟GDP增長、城鎮化發展等作為驅動力，研究其對生態安全的影響；葉善椿等[35]采用DPSER模型從人類活動對生態環境的積極和消極影響2個方面對珠三角的生態港口進行了研究。這些方法在PSR評價法的基礎上增加了其他因子，能夠更全面地反應生態安全情況以推進深入研究。

2 生態安全格局構建方法

生態安全格局的構建方法當前已經比較成熟，形成了“源地識別—阻力面構建—廊道提取”的基本研究框架。

2.1 生態源識別

生態源地是物種生存和擴散的起點[9]，是區域中生態敏感性較高或提供生態系統服務、保障區域生態安全的重要斑塊[36]。當前，源地的識別方法主要有2種方法：一種是直接識別，即將自然保護區、風景名勝區、生態保護紅線、大面積林地等區域直接作為生態源地，但這種方法缺乏對區域生態環境狀況的評估，且容易忽視相同地類內部的差異；另一種方法則是通過生態系統服務功能評價、生態敏感性評價或生態保護重要性評價等評價方法，獲取到區域中生態系統服務功能較好或生態敏感性較高的區域，以此作為生態源地。這類方法當前應用較多，但會出現多次數據加權疊加，容易忽略對某一種生態服務功能有突出貢獻的區域[37]。

2.2 阻力面構建

生態阻力面是對區域環境中物種遷移難易程度進行模擬的模擬面，主要受到土地利用覆被和人為干擾的影響[37]。在大多數研究中，阻力面的構建是依據土地利用直接賦值[37]。這種方法數據獲取相對容易，且方法簡單，但忽略了土地利用類型內部的阻力差異，不能有效反應實際的阻力情況。例如，趙偉等[11]在成渝地區的生態安全格局研究中，引入了地形地貌因子作為阻力；于成龍[38]在研究中加入了植被覆蓋度、交通數據、夜間燈光等指標來修正阻力面；還有學者運用不透水表面指數[39]、連通度指數[40]、地表濕潤度指數等來修正阻力面。這些修正方法有效提升了阻力面的實際性和準確性，使得修正后的阻力面更加科學合理。總之，阻力面的構建應建立在多種數據疊加的基礎上，對自然要素和人為干擾要素進行評估，從而獲得更接近于實際情況的阻力面。

2.3 提取生態廊道

生態廊道是區域內能量和物質流動的載體，是區域內物種遷移的重要通道，通常是聯系不同生態源之間的生態通道。生態廊道提取的方法主要有最小阻力模型[9]、斑塊重力模型[21]、電路模型[13]等，各個模型都各有優缺點。最小阻力模型被廣泛應用在生態安全格局構建中，充分考慮了各個景觀單元之間的相互聯系，是物種遷徙和能量流動的最優路徑，適用于現實的物種遷徙的選擇。相比于傳統概念模型和數學模型，其能夠很好表達景觀格局與生態過程的相互關系[3]，且能夠兼容多種阻力面對基本阻力面的修正，可根據獲取數據的情況取舍，靈活性較好，但在識別生態廊道的寬度和生態節點方面不具備優勢。斑塊重力模型可計算斑塊之間的作用強度，但不能識別廊道，只能用來判斷廊道的重要性。電路模型是基于電流的密度來計算物種多路徑擴散的可能性，優勢是可識別生態廊道的寬度和生態的節點，但電路理論是基于電流值的頻率分布，而長期的物種遷徙具有趨利避害的天性，因此電路理論應與實際的生態過程相結合，以更準確地反應實際情況。

3 研究展望

區域生態安全格局構建是國土空間規劃背景下，解決當前我國經濟發展與環境保護矛盾的重要途徑。為進一步確保空間規劃中生態保護工作的實施，完善生態安全評價體系，優化生態安全格局，為各地生態保護工作提供技術基礎，生態安全格局的構建應著重從3個方面開展研究。

3.1 生態源地識別方法改進與優化

當前關于生態源地識別的評估方法較多，且沒有固定的標準方法，各類評估方法選取的參數和指標、權重等方面也不盡相同，且不同地理環境所選取的評估方法也有一定差異。當前的生態源地識別方法多是靜態和單一的方法，缺乏對過去生態環境變化的綜合考慮。未來生態源地的識別應注重所選取指標的準確性和方法的改進。

3.2 生態安全格局研究與生態政策相結合

當前生態安全格局的研究多停留在理論階段，研究成果形成一種虛擬的空間形態，與實際落地政策相結合的研究較少。生態安全格局的構建面臨著較多的現實問題與難題。已有生態安全格局多為指導生態保護紅線劃定以及生態修復區的識別等方面的研究。未來應注重生態安全格局與更多當前落地的生態政策相結合，如與國土空間規劃中生態管控區的政策相結合，力求使生態安全格局的研究成果應用到生態管理實踐中。

3.3 注重生態安全格局有效性評價

關于生態安全格局的研究多為基于當前的生態安全現狀，形成當前靜態的生態安全格局，而對于區域未來生態環境保護的有效性研究較少。應進一步對生態安全格局保護下區域生態環境提升方面進行深入研究，綜合研究區域生態安全、生態廊道連通性、區域景觀破碎化等方面，形成對區域未來的國土空間規劃具有指導意義的研究成果。