國土尺度生態安全格局

　　進入工業時代以來，隨著人口的激增和工程技術的不斷進步，人類以前所未有的規模和速度改變著自然環境，導致許多生態環境問題的出現[1]。尤其在我國，快速的人口增長和大規模的快速城市化進程對資源環境帶來巨大壓力[2]。同時受全球氣候變暖和不合理土地利用活動共同影響，我國出現冰川后移、凍土退化、濕地萎縮、水土流失[3]、沙漠化[4]、洪澇災害加劇[5]、生物多樣性下降[6]和水源涵養能力降低等諸多生態環境問題[7,8]，生態安全已成為科學研究和可持續發展戰略的重點關注領域。

　　我國學者針對生態安全議題開展了大量的研究，尤其在生態安全評價理論與方法方面進行了卓有成效的研究[9-14]，但區域景觀格局優化與調控方面的研究仍處于探索階段。近年來提出的景觀安全格局[14,15]、區域生態安全格局[16]理論與實踐為抽象的生態系統服務概念和可實施的空間規劃之間建立了溝通的平臺，并開展了部分探索性的研究[17-22]。在國家政策制定層面，我國在自然區劃、農業區劃基礎上相繼開展的生態區劃[23]、生態功能區劃[24]和主體功能區劃[25]等工作都對國土與區域尺度空間格局調控有積極的推動作用。新出臺的《城鄉規劃法》[26]和新修訂的《全國土地利用總體規劃綱要》[27]也將生態保護作為重要內容。在當前生態要素分部門進行管理的行政體制下，如何構建一個在操作層面上能與生態區劃、主體功能區劃、土地利用規劃、城市規劃相銜接的綜合性概念、框架和工具成為科研和實踐領域亟待解決的問題。

　　國際上國土尺度的保護規劃研究起步較早。美國早在1915-1916年由景觀規劃師曼寧(Manning W.H.)開展的國土規劃（National Plan）旨在制定資源綜合保護與利用戰略，并提出以自然資源和自然系統為基礎的土地分類思想[28]。從1950年代逐漸興起的以綠色廊道（Greenway）運動為代表的生態網絡規劃建設逐漸成為自然資源保護規劃的新熱點[29]，如美國綠色廊道體系全面實施后將會提供220,000 km 的綠色廊道和大約5億hm2受保護的綠色空間[30]。歐洲也出現綠色廊道、生態網絡、生境網絡、洪水緩沖區等概念[31,32]。亞洲的新加坡等國也陸續開展綠色廊道規劃研究[33]。我國的防護林體系建設也可看作為國土尺度的綠色廊道網絡[34]。1990年代以來在國內外逐漸興起的生態(綠色)基礎設施概念[35-37]正日益成為自然資源保護和空間規劃領域廣泛認可的新工具，并在美國馬里蘭、明尼蘇達、伊利諾斯、佛羅里達、佐治亞、阿拉巴馬、密西西比、南卡羅萊納、田納西、肯塔基等州相繼開展相關規劃研究[36]。我國也在浙江臺州[38]、山東威海[39]、菏澤[40]等地進行了生態基礎設施規劃的探索研究。這些研究為各種尺度上開展生態安全格局規劃提供了很好的借鑒案例。

　　本文從我國面臨的主要生態問題出發，旨在初步探討國土尺度生態安全格局的基本構架，從水源涵養、洪水調蓄、沙漠化防治、水土保持、生物多樣性保護5個主導生態系統服務功能出發，在對單一生態過程的分析與評價基礎上進行疊加與綜合，初步構建保障生命支持系統健康與安全的國土尺度生態安全格局框架。

　　1. 研究方法

　　國土尺度生態安全格局(Security Pattern, SP. 下同)是國家與區域的自然生命支持系統，它是由河流、濕地、林地、草原、野生動物棲息地和其他自然區域共同構成的相互連接的生態網絡，用以支持生物物種、維護自然生態過程、提供空氣和水資源，提高居民健康和生活質量。本文的研究范圍僅限我國陸地生態系統，未包含海洋和大陸架范圍。

　　本研究在廣泛借鑒各科學的理論與方法基礎上，運用景觀安全格局研究框架[18,37]，重點對水源涵養、洪水調蓄、沙漠化防治、水土保持和生物多樣性保護5種生態過程進行分析、評價與模擬，判別對維護該生態過程安全與健康具有關鍵意義的景觀要素、空間位置和空間聯系，建立各自生態過程的安全格局。單一生態過程的生態安全格局結果按保護級別分為低、中、高3種安全水平，其中低水平安全格局為保護的最低限度，保護級別最高；中水平安全格局保護范圍較前者大，保護級別次之；高水平安全格局保護范圍最大，安全程度最高。
　　國土尺度綜合生態安全格局由單一生態過程的安全格局綜合疊加生成。研究框架見圖1。

圖1：國土尺度生態安全格研究框架
 Fig. 1. The framework for  national ecological security patterns 

　　2.  單要素生態安全格局

　　2.1  水源涵養安全格局

　　水源涵養能力與植被類型、蓋度、枯落物組成、土層厚度及土壤物理性質等因素密切相關。本文首先通過分析江河發源點的空間分布密度來定量化指示重要水源涵養區域的空間范圍；然后以植被覆蓋度來綜合指示該地區的水源涵養能力，并疊加具有重要水源涵養功能的冰川、濕地，最終確定江河源區水源涵養的安全格局。

　　2.1.1  水源涵養安全格局構建

　　（1）首先提取全國1:400萬GIS數據庫中1-5級河流發源點，利用GIS對所有河流發源點進行基于核函數的密度分析（Kernel Density），生成江河發源點密度分級圖（見圖2）；然后參考1:400萬地貌類型圖進行人機交互提取江河發源地水源涵養重要區域的范圍。

圖2  5級河流發源點密度圖
Fig.2  5 calss headstream density map

　　（2）利用2006年逐旬1km2分辨率SPOT Vegetation遙感影像，采用最大值處理MVC(Maximum Value Composites)方法[41]，計算得到2006年全年最大植被蓋度圖，并利用上述水源涵養重要區域范圍進行切割，生成水源涵養區植被覆蓋度（見圖3）。

圖3水源涵養區植被覆蓋度
Fig.3 Vegetation coverage of headwater conservation region

　　（3）利用地表植被覆蓋度、冰川和濕地分布3個要素，按照表1的劃分標準確定水源涵養安全格局（見圖4）。由于我國橫跨多個氣候帶，對濕潤區、半濕潤區和干旱與半干旱區三種氣候帶的植被覆蓋度采取不同的分級標準。

圖4 水源涵養安全格局
Fig.4 Ecological security pattern for headwater conservation

表1.  江河源區水源涵養安全格局劃分標準   
Table 1. The sort criteria of headwater conservation SP

　　2.1.2   研究結果

　　根據江河源區水源涵養安全格局劃分結果，低安全水平水源涵養安全格局面積233.2萬km2，占國土面積的24.3%，主要分布在以三江源為核心的青藏高原東部地區和位于我國地形階梯交錯帶的山脈體系。其中三江源地區是長江、黃河、瀾滄江等我國最大河流的發源地；阿爾泰山、天山是保障新疆沙漠綠洲生態系統最重要的水源涵養區域；祁連山是河西走廊和柴達木盆地北部水源供給地；大興安嶺、小興安嶺、長白山是嫩江、松花江、鴨綠江和圖們江等水系的水源區；燕山、呂梁山、太行山是海河流域水源地；秦嶺是淮河流域的重要水源涵養區；南嶺及武夷山脈是我國東南地區重要水源涵養區域；橫斷山脈是云南地區重要水源涵養區。中等安全水平水源涵養安全格局面積418.2萬km2，占國土面積的43.6%，空間范圍為除低安全水源涵養安全格局外還包括太行山、呂梁山脈、陜北高原和云貴高原部分地區。高安全水平水源涵養格局面積594.9萬平方公里，占國土面積的61.9%，空間范圍包括青藏高原全部和我國所有山脈體系。

　　2.2  洪水調蓄格局

　　洪水調蓄安全格旨在構建一個自然連續的洪水調蓄系統，為洪水留出基本的宣泄空間，實現工程治洪和自然調蓄結合的防洪減災空間策略。該系統應該包括現狀滯洪區、重要湖泊、濕地和發生流域性洪水災害的主要淹沒區域。本文通過對流域性洪水進行計算機模擬，結合現有的湖泊、濕地和國家劃定的蓄滯洪區共同構建洪水調蓄安全格局。

　　2.2.1 流域性洪水淹沒分析

　　本文采用堤防漫頂式洪水淹沒分析方法[42]對長江、珠江、黃河、淮河、嫩江、松花江、遼河7大流域下游干流進行洪水淹沒分析。首先利用7大江河沿線水文站點的歷史最高洪水水位和警戒水位數據為依據，在GIS軟件下利用線性插值方法，分別生成最高水位洪水水面和警戒水位洪水水面；其次，利用全流域90m分辨率DEM數據分別和最高水位洪水水面和警戒水位洪水水面進行相減運算，得到各自水位高度下的洪水淹沒范圍和淹沒水深分布柵格數據。最后根據洪水的連通性原理，提取與河流直接連通的洪水淹沒區域，得到洪水淹沒的空間范圍。（見圖5）

圖5  洪水淹沒分析結果
Fig.5 Flood simulation result

　　2.2.2  洪水安全格局構建

　　利用洪水淹沒分析結果、國家重要蓄洪區 和湖泊濕地數據，參考《重點公益林區劃界定辦法》 中關于河流濕地劃分標準，按照表2的劃分標準確定洪水調蓄安全格局。（見圖6）

圖6  洪水調蓄安全格局
Fig.6 Ecological security pattern for flood control

表2.  洪水調蓄安全格局劃分標準 Table 2  The sort criteria for flood control SP

　　2.2.3  研究結果

　　低安全水平洪水調蓄格局是洪水調蓄保障的最低限度，主要包括目前國家規定的洪泛區、重要的滯洪濕地以及河道兩側的緩沖地帶，面積為7.5萬km2，占國土總面積的0.8%；中安全水平洪水調蓄安全格局是七大江河最重要的洪水宣泄場所，其范圍包括七大水系在警戒水位下的洪水淹沒范圍，面積為20.7萬km2，占國土總面積的2.2%；高水平洪水調蓄安全格局包括七大水系的全部洪泛區，其面積為59.9萬km2，占國土總面積的6.2%。

　　2.3  沙漠化防治安全格局

　　沙漠化防治安全格局旨在判定控制沙漠化土地擴張的關鍵區域，從而進行重點保護與恢復。土地沙化過程可認為是沙漠化土地克服空間阻力向外擴張的過程，首先確定沙漠化土地擴張的“源”，然后建立沙漠化擴張的阻力模型，利用最小累計阻力模型對沙漠化擴張的過程進行模擬，最后根據模擬結果確定沙漠化防治安全格局。

　　2.3.1  沙漠化土地擴散過程模擬

　　（1）“源”的確定。本文將我國的1:10萬沙漠數據庫中沙地類型為“戈壁”和“流動沙地”的土地作為沙漠化土地的擴張的“源”，主要包括我國塔克拉瑪干、古爾班通古特、庫姆塔格、柴達木盆地、巴丹吉林、烏蘭布和與庫布齊等原生沙漠和呼倫貝爾沙地、科爾沁沙地、渾善達克沙地、毛烏素沙地、松嫩沙地、張北壩上等區域，總面積103萬km2。（見圖7）

圖7  沙漠化土地擴張“源”
Fig.7  The source of desertification 

　　（2）阻力模型構建。沙漠化危險度評價方法作為對土地發生沙漠化難易程度的綜合評價，對構建沙漠化土地擴張的阻力模型具有很好的參考意義。本文參考聯合國糧農組織(FAO)[43]、聯合國環境規劃署(UNEP)[44]和我國學者[45,46]關于沙漠化危險性評價的指標體系，考慮數據的可獲取性，結合專家咨詢和AHP分析方法，最終選取土地利用類型、植被覆蓋度和土壤類型作為表征地表下墊面抗蝕性的指標，根據表3的阻力因子與分級標準構建沙漠化土地擴散的阻力模型。阻力模型的空間范圍限定在500mm降水線以下地區。

表3  沙漠化擴張阻力因子與分級表   
Table 3  Sandy desertification expansion resistance factor and rating system

　　（3）擴散模擬。在Arc GIS 9.2軟件平臺上將上述各單因子進行加權疊加，得到沙漠化擴散阻力模型。利用上述步驟確定的沙漠化土地的“源”和擴張阻力模型，在Arc GIS軟件中利用費用距離模型（Cost distance）進行運算模擬，生成沙漠化土地擴張模型。

　　2.3.2  沙漠化防治安全格局構建

　　根據沙漠化定義和實際治理的可行性，原生沙漠、戈壁不納入沙漠化防治安全格局的范圍。在“以防為主，防治結合”和“先易后難”的沙漠化防治原則指導下，根據沙漠化土地擴張的累計阻力值從高到低劃分低、中、高安全水平。（見圖8）

　　2.3.3 研究結果

　　根據最小累積阻力模型計算結果，利用Natural Break分級方法，將阻力值為240000-450000之間的區域作為低安全水平沙漠化防治安全格局，面積為37.1萬km2，占我國陸地總面積的3.8%，主要分布在沙漠綠洲和各大沙地植被條件較好區域，應該采取嚴格的保護措施，使其成為控制沙漠化擴張的生態屏障。中安全水平沙漠化防治安全格局為除“源”外阻力值在120000-450000之內的區域，面積為74.1萬km2，占我國陸地總面積的7.7%，主要分布在呼倫貝爾沙地、松嫩沙地、科爾沁沙地、毛烏素沙地、渾善達克沙地等區域，是我國進行沙漠化治理的主要區域。高水平安全格局范圍為除“源”外阻力值小于450000的全部區域，面積為151.9萬km2，占我國陸地總面積的15.8%，空間范圍為500mm降水線以下全部固定、半固定沙地區域（見圖8）。

圖8   沙漠化防治安全格局 
Fig.8 Ecological security pattern for desertification combating

　　2.4  水土保持安全格局

　　水土流失導致土壤退化、土地生產能力降低、生物多樣性減少、自然災害加劇，影響農業生產和食物安全，并與全球資源要素循環乃至全球氣候變化有著緊密聯系[3]。水土保持安全格局旨在判別水土流失潛在危險性較高的區域，將其作為維持國土尺度生態安全的重要組成部分。

　　2.4.1  水土保持安全格局構建

　　本文參考國家《土壤侵蝕分類分級標準》[47]中“土壤侵蝕潛在危險性分級標準”，根據專家咨詢和數據可獲取性，選取年降雨量、植被覆蓋度、土層厚度、坡度、土壤類型、坡耕地分布5個因子，按照表4的分級標準在GIS中進行加權疊加運算，生成水土流失潛在危險性評價圖（見圖9）。根據土壤侵蝕潛在危險性評價結果，按照自然分界法（Natural break）將水土流失風險評價結果從小到大分為微度危險區、輕度危險區、中度危險區、重度危險區、強度危險區和極度危險區6個等級。

圖9 水土流失潛在危險性評價結果
Fig.9 Potential soil erosion risk assessment result

表4水土流失潛在危險性評價指標體系與分級標準
Table 4 Potential soil erosion risk assessment index and rating system

　　水土保持安全格局基于水土流失潛在危險性評價劃分，將土壤侵蝕極度危險區作為低安全水平水土保持安全格局，將極度危險區和強度危險區作為中安全水平水土保持安全格局，將重度危險區、強度危險區和極度危險區作為高安全水平水土保持安全格局。

　　2.4.2  研究結果

　　根據水土保持安全格局劃分結果（見圖10），低安全水平水土保持安全格局面積為41.6萬km2，占我國陸地總面積的4.3%，主要分布在長江中上游的四川丘陵盆地、秦嶺大巴山高中山地，黃河中上游的晉陜蒙接壤區、陜北晉西黃土高原區，珠江南北盤江上游的鄂黔滇中山地區等區域；中等安全水平水土保持安全格局面積為114.2萬km2，占我國陸地總面積的11.9%，主要分布在滇中中高山盆地、滇西南高中山地地區、橫斷山脈等區域；高水平安全格局面積為282.1萬km2，占我國陸地總面積的29.3%，主要分布在南嶺武夷山脈、粵閩中小起伏低山、臺灣中部山區、秦嶺山地、陜北高原和青藏高原北緣等區域。

圖10  水土保持防治安全格局
Fig.10  Ecological security pattern for soil and water conservation

　　2.5  生物多樣性保護安全格局

　　生物多樣性保護安全格局旨在通過判定生物多樣性最豐富的熱點地區，提出國家生物多樣性保護的關鍵空間格局。本文選取我國1301種植物物種和633種動物物種作為指示物種，分析各物種的棲息地分布范圍，通過將所有物種的棲息地進行疊加分析統計，以棲息地承載的物種豐富度來確定我國生物多樣性保護熱點區域。

　　2.5.1 指示性物種選取

　　植物指示物種選取標準為同時被國家一級、二級保護植物名錄[48]和IUCN物種紅色名錄[49]認定的植物物種，共確定1301種植物指示物種，其中中國瀕危且特有的植物601種，中國瀕危非特有的植物577種，中國特有非瀕危的植物123種。動物指示物種的選取標準為同時被國家一級、二級保護動物名錄[50]和IUCN物種紅色名錄[49]認定為稀有和瀕危的動物為指示物種。最終確定633種，其中包括140種哺乳動物，32種兩棲動物，284種鳥類，81種爬行動物和96種魚類。

　　2.5.2  物種熱點區域格局分析

　　首先根據中國物種信息服務 (CSIS) [51]數據庫查詢得到該物種在全國分布的縣市，并在GIS數據庫中選取得到該物種分布的縣市范圍；然后在各物種分布的縣市范圍內，根據該物種的生態習性，利用1:100萬植被類型圖、2000年1:10萬土地利用、數字高程等數據分析判別該物種的潛在棲息地分布范圍。按此方法分別對所選取的1301種植物指示物種和633種動物指示物種進行棲息地分布范圍分析；最后通過疊加分析，得到我國植物保護熱點區域（見圖11）和動物保護熱點區域（見圖12）。

圖11   植物保護關鍵區域
Fig.11 Key region for flora protection

圖12   動物保護關鍵區域
Fig.12  Key region for fauna protection

　　2.5.3 生物多樣性保護安全格局

　　按照動植物物種分布的種數進行等級劃分，根據物種數量與國土面積的統計結果，分別選取15種、50種作為高、中、低3個保護級別安全格局的劃分標準，確定生物多樣性保護安全格局(見圖13)。其中，低水平生物多樣性保護安全格局面積為100.9萬km2，占我國陸地總面積的10.5%，主要分布在大興安嶺北部、小興安嶺、長白山、三江平原濕地、燕山、川西高原、橫斷山脈、喜馬拉雅山、神龍架、武夷山脈、海南、臺灣等區域；中水平生物多樣性保護安全格局面積為312.3萬km2，占我國陸地總面積的32.5%，主要分布在呼倫貝爾草原、錫林郭勒草原、三江源地區、天山、阿爾泰山、祁連山和福建山地等地區；高水平生物多樣性保護安全格局面積為544.2萬km2，占我國陸地總面積的56.7%，主要分布在小興安嶺、太行山和青藏高原。

圖13   生物多樣性保護安全格局
Fig.13 Ecological security pattern for biodiversity protection

　　3.  國土尺度生態安全格局構建

　　3.1  構建方法

　　國土尺度生態安全格局通過對各單一生態過程安全格局進行綜合疊加確定。按照保護的重要性把國土尺度生態安全格局分為低、中、高3種保護水平。考慮到各種生態服務功能間的不可替代性，國土尺度生態安全格局疊加方法采用柵格單元最小值統計方法進行計算，即只要任一生態過程在某區域為低水平安全格局（保護的底線范圍，保護級別最高），則最終的國土尺度生態安全格局結果在該區域是低水平安全格局，需要進行高級別的保護。具體方法為在GIS軟件支持下對各單一過程生態安全格局結果圖層進行逐個柵格統計，按每個柵格單元的最小值輸出最終的計算結果。公式如下

　　ISP=Min（SPi）， i=1，2，3，4 ，5

　　ISP (Integrated  security pattern)為綜合安全格局結果；

　　SPi為5種生態過程的生態安全格局，分低、中、高三級，分別賦值1，2，3。

　　3.2  構建結果

　　根據國土尺度生態安全格局疊加成果，低安全水平國土尺度生態安全格局面積為342.9萬km2，占我國陸地總面積的35.7%，是保障國土生態安全的最小范圍，應該成為發展建設中不可逾越的生態底線，需要重點保護和嚴格限制開發。中等安全水平國土尺度生態安全格局面積為624.7萬km2，占我國陸地總面積的65.1%，空間范圍為在低安全水平基礎上更大范圍的保護，是生態保護的滿意格局。高安全水平國土尺度生態安全格局是生態保護的理想格局，其面積為815.5萬km2，占我國陸地總面積的84.9%，是國土生態保護的理想格局。（見圖14）

圖14  綜合生態安全格局  
Fig.14 Integrated national ecological security pattern

　　按照地理空間的分異劃分，可將中國國土尺度生態安全格局分為3類區域（見圖15）。第一類為青藏高原和主要山脈體系區域，該區是國土尺度生態安全格局的主體框架。該類型中低、中、高安全水平生態安全格局面積所占百分比分別為50.5%，84.1%和100%。其中低水平生態安全格局范圍包括大興安嶺、小興安嶺、長白山、燕山、阿爾泰山、天山、祁連山、青藏高原東部、川西高原和橫斷山脈等地區，是我國發揮重要的水源涵養、生物多樣性保護和土壤保持等多重生態系統服務功能的區域；中等安全水平生態安全格局為除上述區域外還包括黃土高原、西南喀斯特巖溶山地、青藏高原中部和南方紅壤丘陵山地等生態脆弱區，該區域土壤侵蝕劇烈，需要重點恢復與治理；高安全水平生態安全格局是生態生態保護的理想狀態，對所有山脈體系進行生態保護與恢復。

圖15  綜合生態安全格局類型 
 Fig.15 Integrated national ecological security pattern type

　　第二類為西北干旱區，空間范圍涉及新疆天山南北區域、大興安嶺-賀蘭山一線以西區域的準格爾盆地、塔里木盆地、河套平原、阿拉善高原、內蒙古高原和呼倫貝爾高原等地區，行政區域涉及新疆、甘肅、青海、內蒙古等省區。該區是我國生態環境較為脆弱和敏感的區域，氣候干旱，水資源短缺，土壤結構疏松，植被覆蓋度低，容易受風蝕、水蝕和人為活動的強烈影響。該區低、中、高安全水平的國土尺度生態安全格局面積所占比例分別為10.6%，34.9%和58.8%。其中低水平安全格局為生態條件較好仍未沙化的區域，需要加強保護，嚴格執行草場保護政策，禁止過度墾殖、樵采和超載放牧；中水平安全格局為沙漠化發生區域，在執行嚴格草場保護政策同時應實行禁牧休牧政策，推廣舍飼圈養，防止草地進一步沙化。高水平安全格局區域應該在實行保護政策同時開展草原生態恢復與生態建設工程，全面圍封禁牧，開展恢復植被工程，防止活化沙丘和沙漠化擴張。

　　第三類為東部平原和盆地區域，空間范圍包括東北平原、華北平原、長江中下游平原和四川盆地等區域，是我國重要的糧食主產區和人居保障區。該區低、中、高安全水平的國土尺度生態安全格局所占面積比例分別為13.9%，35.8%和71%。其中低水平生態安全格局主要包括松嫩平原濕地、淮河中下游湖泊濕地、江漢平原湖泊濕地、洞庭湖、鄱陽湖、京杭大運河沿線湖泊濕地等洪水調蓄重要區域。這些區域對國家防洪減災戰略具有關鍵作用，需要嚴格保護湖泊、濕地生態系統，實行退田還湖，平垸行洪等措施來增加調蓄能力，禁止在行滯洪區建立永久性設施和居民點；中等安全水平生態安全格局范圍是七大江河最重要的洪水宣泄場所，其范圍包括七大水系在警戒水位下的洪水淹沒范圍，應建立洪水調蓄生態功能保護區，嚴禁圍墾湖泊濕地，發展避洪經濟，處理好蓄洪與經濟發展之間的矛盾；高水平安全格局內存在一定洪水威脅，同時也是重要的人居保障和工農業發展的主要區域，在發展經濟同時保護自然完整的水系網絡，實現區域社會經濟發展與水資源保護與利用的協調發展。

　　4.  討論

　　（1）本文作為國土尺度生態安全格局構建的嘗試性研究，在理論方法和技術手段上借鑒生態學、水文學、水土保持與荒漠化防治、生物多樣性保護等學科較為成熟和常用的方法，以可獲得的資源與環境數據為基礎，在GIS和遙感技術支持下，對國土尺度生態安全格局構建進行了初步的探討。生態安全格局作為一種概念框架的工具，通過對單一生態過程的分析，判定針對該過程具有關鍵作用的空間格局，并在此基礎上將不同的生態過程綜合疊加，最終劃定多功能的綜合生態安全格局。

　　（2）國土尺度生態安全格局的實施需要將其納入法定規劃體系，將規劃成果廣泛征求各部門和利益相關者的意見，通過多方博弈最終確定其空間邊界。生態安全格局的最終成果應該通過立法和相關政策實現永久性的保護，使之成為保障國土、區域和城市生態安全的永久性格局，并引導和限制無序的城市擴張和人類活動。該方法對我國劃定生態用地、完善和落實生態功能區劃、主體功能區劃等區域調控政策具有借鑒意義。

　　（3）國土尺度的生態過程是個復雜的巨系統，需要在獲取大量詳實數據的基礎上，運用更加科學的評價方法進行綜合評定。同時更加精確的生態安全格局劃定需要在省級或市縣級更小尺度上進行，在以人為本和可持續發展要求下逐步深化和細化。

　　（4）由于各種生態過程自身的復雜性和目前理論方法的限制，各種單一生態安全格局的構建方法和低、中、高安全水平范圍的劃定標準確定仍需繼續深入探討和完善。

參考文獻
[1]    肖篤寧,陳文波,郭福良.論生態安全的基本概念和研究內容. 應用生態學報, 2002, 13(3): 354~358.
[3]    中華人民共和國水利部.全國水土流失公報. 2002. 3~10
[4]    國家林業局. 中國荒漠化和沙化狀況公報. 2005.4~6
[5]    程曉陶, 尚全民. 中國防洪與管理. 北京:中國水利水電出版社, 2005.6~12
[6]    陳昌篤. 中國生物多樣性國情報告. 中國環境科學出版社,2005.
[7]    封建民, 王濤, 謝昌衛, 齊善忠.黃河源區生態環境退化研究.地理科學進展, 2004,  23(6): 56~62.
[8]    曾永年, 馮兆東. 黃河源區土地沙漠化時空變化遙感分析.地理學報, 2007, 62(5): 529~536.
[9]    左偉, 王橋,王文杰 等. 區域生態安全評價指標與標準研究. 地理學與國土研究, 2002, 18(1): 67~71.
[12]    李玉平, 蔡運龍. 河北省土地生態安全評價. 北京大學學報(自然科學版)網絡版, 2007, 2(3): 73~78.
[13]    周文華,王如松. 城市生態安全評價方法研究——以北京市為例. 生態學雜志, 2005,  24 (7) : 848~852.
[14]    陳東景, 徐中民. 西北內陸河流域生態安全評價研究: 以黑河流域中游張掖地區為例. 干旱區地理, 2002, 25(3):  219~224.
[17]    馬克明,傅伯杰,黎曉亞等. 區域生態安全格局:概念與理論基礎. 生態學報, 2004, 24 (4): 761~768.
[18]    俞孔堅. 生物保護的景觀生態安全格局. 生態學報,1999, 19(1): 8~15.
[19]    方淑波, 肖篤寧, 安樹青. 基于土地利用分析的蘭州市城市區域生態安全格局研究. 應用生態學報,  2005, 16(12): 2284~2290.
[20]    郭明,肖篤寧,李新. 黑河流域酒泉綠洲景觀生態安全格局分析. 生態學報, 2006, 26(2) : 457~466.
[21]    張玉虎, 于長青,塔西甫拉提•特依拜,張自力. 風景區生態安全格局構建方法研究——以北京妙峰山風景區為例. 干旱區研究, 2008, 25(3): 420~425.
[22]    張小飛, 李正國, 王如松 等. 基于功能網絡評價的城市生態安全格局研究——以常州市為例. 北京大學學報(自然科學版) , 2009, 1：54~62
[23]    傅伯杰, 劉國華, 陳利頂等. 中國生態區劃方案. 生態學報, 2001, 21(1): 1~6.
[24]    中華人民共和國環境保護部. 中國生態功能分區. 2008. 1~5. ( www.mep.gov.cn) .
[25]    樊杰. 我國主體功能區劃的科學基礎. 地理學報, 2007, 62(4): 339~350.
[26]    全國人民代表大會常務委員會. 中華人民共和國城鄉規劃法. 2008. 新華網(www. xinhuanet.com)
[27]    中華人民共和國國務院. 關于印發全國土地利用總體規劃綱要（2006－2020年）的通知. 國發[2008]33號.新華網(www. xinhuanet.com) .
[37]    俞孔堅, 李迪華，劉海龍. “反規劃”途徑. 北京：中國建筑工業出版社, 2005: 11~26.
[38]    俞孔堅, 李迪華, 劉海龍, 等. 基于生態基礎設施的城市空間發展格局—“反規劃”之臺州案例. 城市規劃, 2005,  29 (9):76~80.
[39]    俞孔堅, 奚雪松, 王思思. 基于生態基礎設施的城市風貌規劃——以山東省威海市城市景觀風貌研究為例. 城市規劃, 2008, 32(3): 87~92.
[40]    俞孔堅, 張蕾. 基于生態基礎設施的禁建區及綠地系統——以山東菏澤為例. 城市規劃, 2007, 31(12): 89~92.
[42]    丁志雄, 李紀人, 李琳.  基于GIS格網模型的洪水淹沒分析方法. 水利學報, 2004, 6: 56~60,67.
[45]    董玉祥. 沙漠化危險度評價模型初探. 地理科學, 1995, 15(1)：24~29.
[46]    董玉祥．中國沙漠化危險度評價與發展趨勢分析. 中國沙漠, 1996, 16(2): l27~l31.
[47]    中華人民共和國水利部. 土壤侵蝕分類分級標準((SL190-60) 北京,中國水利水電出版社.1997.14~15
[48]    國家重點保護野生植物名錄 (第一批). 植物雜志, 1999, (5): 4~11.
[50]    中華人民共和國野生動物保護法. 國家重點保護野生動物名錄. 1989.
[51]    解焱, 汪松, 何芬奇，趙爾宓. CSIS. 中國物種信息服務 (CSIS). 2004.