基于生態網絡的江蘇省生態空間連通性變化研究

張啟舜,李飛雪,2,*,王帝文,李滿春,2,陳 東,*

1 南京大學地理與海洋科學學院,自然資源部國土衛星遙感應用重點實驗室,江蘇省地理信息技術重點實驗室, 南京 210023 2 江蘇省地理信息資源開發與利用協同創新中心, 南京 210023

頻繁的人類活動及高強度的土地開發正在不斷改變地表形態[1],使得生境斑塊日益破碎,生態廊道受建設、農業等活動侵擾,棲息地間連通性的保護相對不足。生境斑塊“孤島化”使生態系統的運轉與調控能力大大下降,對生物遷移造成了困擾[2- 4],直接影響了區域的生態系統功能,威脅區域可持續發展[5]。黨的十八大報告中明確提出“構建國土生態安全格局”,十九大報告中強調了“節約資源和保護環境的空間格局”與“構建生態廊道和生物多樣性保護網絡”。江蘇省政府也先后出臺了《江蘇省生態文明建設規劃(2013—2022)》、《江蘇省生態空間管控區域規劃》等相關規劃,均強調了對生態空間的保護與生態安全格局的構建。但相關規劃對棲息地間連通性的關注相對不足,生態廊道受建設、開墾等活動侵擾,區域生態網絡有斷裂的風險。構建區域生態網絡、研究生態連通性變化是制定生態保護策略的基礎性工作；優化區域生態網絡、加強生態空間結構則是對區域生態安全格局構建與維護的實踐探索[6- 8]。因此,對江蘇省生態網絡結構及生態連通性的變化進行研究,并針對性提出保護與優化建議,對于生態安全格局的構建與維護具有重要意義。

自1990年代以來,國內外學者對生態網絡進行了大量研究,涉及內容主要包括生態源地識別、廊道構建和連通性評價等[9-11]。在生態源地的識別上,多采用多因素綜合評價法,或直接選取生態服務價值較高的森林公園或自然保護區作為生態源地,主觀性較大,忽視了斑塊在景觀中的連接性作用[12-13]。近年來,形態學空間格局分析(Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA)為生態源地的識別提供了新思路[14- 16],該方法從形態學角度對所有生態斑塊的潛在生態作用進行分析,解決了主觀選擇生態源地及評價結果脫離現實等問題。生態廊道的構建方面,應用最廣泛的理論方法包括滲透理論、圖論、景觀指數、阻力模型理論和電流理論等五種[17]。其中,最小累積阻力模型(Minimum Cumulative Resistance, MCR)綜合考慮空間異質性,運算便捷,結果直觀[18- 20]。生態連通性評價方面,主要方法包括基于圖論的整體連通性指數[21-22],基于景觀指數的連接度指數[23],基于阻力模型的累積阻力法[24],基于電路理論的連接度模型[25]等。然而,目前對生態連通性變化的研究大都聚焦于通過區域性指數進行全局分析,缺乏空間上的針對性；在省級尺度下,缺乏一套相對完整的針對生態空間連通性的研究框架。

為探究江蘇省生態網絡結構及廊道連通性變化,形成一套具有空間針對性、可推廣的省域生態空間連通性研究框架,為省域生態安全格局的構建提供依據。本文以2000年、2015年為研究時點,運用MSPA方法與MCR模型構建江蘇省生態網絡,并依托生態網絡進行連通性變化研究。最后結合電路理論與障礙改善方法識別生態夾點,針對性提出江蘇省生態網絡的保護及優化建議。

1 研究區及數據來源

1.1 研究區概況

江蘇省位于北緯30°45′—35°20′,東經116°18′—121°57′之間,地處我國大陸東部沿海中心、長江下游,東臨黃海,西連安徽,北接山東,東南與浙江和上海毗鄰,是長江三角洲地區的重要組成部分(圖1)。江蘇省地勢平坦,地貌由平原、水域、低山丘陵構成,其中平原面積占比70%以上,居中國各省首位。全省陸域面積10.72萬km2,轄13個地級市,人口密集,各類開發活動頻繁。根據江蘇省自然保護區名錄(2008版),全省有生態自然保護區29個,其中包括3個國家級自然保護區：江蘇大豐麋鹿國家級自然保護區、鹽城珍禽國家級自然保護區、江蘇泗洪洪澤湖濕地國家級自然保護區。近年來,隨著采伐、開墾、建設等活動的進行,生態空間日益破碎,野生動物自然棲息地嚴重退化,生物遷徙廊道日趨阻斷,一些國家重點保護野生動物在全省已經野外滅絕或瀕臨滅絕,現存的國家重點保護野生動物也面臨諸多威脅[26]。

圖1 研究區自然保護區分布Fig.1 The distribution of nature reserves in Jiangsu

1.2 數據與處理

研究所使用的數據主要包括：①江蘇省2000年、2015年土地利用數據,采用地理國情監測云平臺生產的30米分辨率江蘇省土地利用數據產品,按照數據情況與研究目的,將江蘇省土地利用類型劃分為種植用地、林地、草地、水域、村莊建設用地、城鎮建設用地、其他用地7類,其中城鎮建設用地為市、縣市、鎮區的建成區。②江蘇省2000年、2015年夜間燈光數據,采用NOAA National Centers for Environmental Information (NCEI)生產的經過異常值(火災等短暫光)過濾的無云年均輻射值產品(https://www.ngdc.noaa.gov/ngdc.html)。其中2000年夜光數據為DMSP/OLS影像,最大灰度值為63,2015年為NPP-VIIRS影像,通過將63以上柵格全部設為63進行標準化處理。

2 研究方法

本文以2000年、2015年為研究時點,運用MSPA方法識別生態源地,基于MCR模型形成江蘇省生態網絡,并選用整體連通性指數分析斑塊/廊道的結構重要性。針對研究時段內重要生態節點變化及廊道連通性變化,分析其對生態網絡結構的影響；對照影像解讀相應的人類活動,形成對區域生態連通性變化的具體認識。最后結合電路理論與障礙改善方法識別生態夾點,針對性提出江蘇省生態網絡的保護及優化建議(圖2)

圖2 技術路線圖Fig.2 Technology sketch mapMSPA：形態學空間格局分析 Morphological Spatial Pattern Analysis; MCR：最小累積阻力 Minimum Cumulative Resistance

2.1 基于MSPA方法的生態源地識別

MSPA方法由Vogt等基于形態學原理提出[27],側重于測度景觀連接結構。本文將土地利用數據中的林地、水域、草地分為前景,種植用地、建設用地、其他用地為背景,采用八鄰域方法進行MSPA分析,得到七類景觀類型(表1)。其中“核心”斑塊可為物種提供較大的棲息地,有作為生態源地的價值。研究嘗試采用0.5、1、3、5、8 km2等多個閾值提取核心斑塊。通過與《江蘇省自然保護區名錄》(2008版)校核,5 km2閾值篩選效果較好,能夠保留99.30%面積的自然保護區(表2)。研究進一步將2000年和2015年篩選結果對照影像數據進行人工校核,判斷并保留接近閾值但因面積擾動而被篩除的圖斑,保留由于園林地認定標準不一致導致不合理篩除的圖斑,最終得到兩年的生態源地斑塊。研究將一個獨立斑塊視為一個節點,重點分析節點的破碎、新增等情況,其中,當節點分離為面積低于4.5 km2(篩選閾值的90%)的若干部分時,視為該節點破碎。

表1 MSPA的景觀類型及生態學含義[16]

表2 生態源地閾值篩選效果

2.2 基于MCR的生態廊道提取

最小累積阻力模型通過計算源與目標間的最小累積阻力路徑模擬生物遷移路徑,可直觀反映生態源地間的連通與阻力關系[6]。阻力面的構建方式較多,在地形起伏差異較小的研究區,利用專家打分法構建阻力面是一種常用方法[28]。參考已有研究,本文中對林地、草地、種植用地、其他用地、村莊建設用地、水域、城鎮建設用地賦予3,50,100,600,800,1000,2000的基礎阻力值[28-29]。由于均一化賦值難以真實反映人類活動對生態阻力造成的干擾,有學者嘗試運用夜間燈光數據對阻力面進行修正,取得了較好的效果[30-31]。因此,本文利用夜間燈光數據對基礎阻力面進行修正(式1)。需要注意的是,水域中心與沿岸部分夜間燈光值差異較大,但其對陸生動物的阻力并未有顯著差異,因此本文中水域的阻力值直接采用基礎阻力值。

(1)

在生態源地識別、阻力面構建的基礎上,計算最小累積阻力路徑(式2),設定累積阻力閾值以生成生態廊道柵格,構建區域生態網絡。累積阻力閾值固定時,廊道的物理寬度越寬,表示生物的移動環境越寬松；物理寬度越窄,說明廊道周邊生物阻力較大,容易形成夾點[32]。

(2)

式中,MCR為最小累積阻力值；f為一個正函數,表征空間中任意一個點的最小累積阻力值與其到所有源的距離和它本身的生態阻力值成正相關關系；Dij為從生態源地j到空間單元i的空間距離；Ri表示空間單元i的生態阻力值；m為阻力面柵格個數；n為生態源地的個數。

2.3 相對質量及結構重要性評價

本文利用多因素多因子綜合評價方法實現斑塊與廊道的相對質量評價(圖3)。首先評價廊道兩端斑塊的相對質量,假定連接兩個高質量斑塊的廊道具有更高的生態質量。將相對質量與其他廊道重要性評價因素相結合即可得到廊道質量評價結果。

圖3 斑塊/廊道相對質量評價思路Fig.3 Relative quality evaluation structure for patch/corridor

景觀連通性是描述生態網絡中各生態節點間連接功能結構的量化指標,其表征方式有很多種,其中基于圖論的整體連通性指數(Integral Index of Connectivity, IIC)與基于物種傳播概率的連通性概率指數(Probability of Connectivity,PC)在描述景觀連通性上受到了廣泛的認可[33]。本文將斑塊相對質量作為輸入,將最小累積阻力作為連接斑塊的代價,計算整體連通性指數IIC(式3)和連通性概率指數PC(式4)。并通過測度每個斑塊/廊道消失后連通性指數值的相對變化率dM(式5)來表征斑塊/廊道的結構重要性。將IIC作為分析指標,PC作為驗證。

(3)

(4)

(5)

2.4 基于電路理論的生態夾點識別

電路理論通過隨機游走理論將電路與生態學聯系起來,在生物交流過程中,景觀被視為導電表面,生物隨機游走過程中的遷移概率符合電流公式I=U/R[34],電阻R表征景觀對生物移動交流的阻力,電壓U表征生物離開任意一個節點成功到達一個給定節點的概率,電流I表征生物沿某一路徑遷移概率的大小。本文將區域生態網絡看作一個電路結構,以景觀阻力面為電阻,以恒定電壓在結構中運行電流,則可得到電流密度值(通過單個像元的電流大小),該值表征生物在生態源地節點斑塊間運動時通過該區域的概率值,高電流密度的區域則為生態夾點,往往代表生物運動過程中的必經之處,具有重要生態意義。

3 結果分析

3.1 區域景觀格局及其變化

景觀格局分析結果(表3、圖4)表明,研究區2015年核心斑塊面積約12851.32 km2,占生態景觀總面積的48.75%,分布相對不均,主要集中在中部的里下湖、洪澤湖、高郵湖區域,西南部的寧鎮山脈、低山丘陵地區,東南部的太湖流域,以及東部沿海灘涂區域。島狀斑塊占16.90%,散布在核心斑塊四周；支線和橋狀斑塊分別占10.08%和7.23%,多呈現沿河沿路分布的特點；孔和環狀斑塊相對較少,分別占1.14%和2.02%。2000—2015年,核心斑塊規模上升791.46 km2但占比下降9.16%,橋與支線斑塊占比分別上升5.5%和5.64%,島狀斑塊占比下降5.24%。核心斑塊呈現破碎化趨勢,結合影像發現,田間道路林網、沿河防護林與生態綠道建設使得橋與支線景觀增加,在一定程度上避免了核心斑塊的徹底破碎,增加了斑塊間的連通性(圖4)。

表3 景觀類型統計表

其中,較為典型的區域包括徐州市經過沿河防護林建設、田間林網及道路林網建設,明顯增加了一定數量和規模的橋狀與支線斑塊,同時銅山區北部丘陵的核心斑塊破碎程度較大；里下河地區水網密布,圈圩養殖使濕地景觀擴大,核心斑塊在規模上有所增加,交錯的水網形成了諸多橋、支線、環狀斑塊,但核心斑塊的破碎化也進一步加??；寧鎮山脈及附近的低山丘陵地區通過退耕還林還草,新增了部分核心斑塊,同時產生了較密集的橋狀斑塊,大大提升了景觀的連通性；太湖流域在蘇州市政府的大力支持下建設生態城市,通過建設生態公園、生態修復等措施,使核心斑塊的規模有所增加,同時提升了區域的連通性(圖4)。

圖4 江蘇省景觀格局分析結果(2000, 2015)Fig.4 Analysis results of landscape pattern in Jiangsu Province (2000, 2015)a)蘇北沿河及道路林網建設 b)里下湖區域圩塘養殖 c)寧鎮山脈退耕還林 d)蘇州生態建設

3.2 生態源地節點斑塊變化

生態源地識別結果(圖5)表明,2000年江蘇省生態源地節點斑塊共計138個,面積11043.64 km2；2015年生態源地節點斑塊146個,面積10944.61 km2,主要包括長江、高郵湖、洪澤湖、太湖、駱馬湖等湖泊濕地節點,東部沿海地區的灘涂濕地節點,西南部老山山脈、寧鎮山脈、茅山山脈、宜溧山脈及北部云臺山脈等山林節點。2000—2015年,生態源地節點斑塊數量增多,新增節點5處(不含沿海灘涂的破碎組合)；生態源地面積相對減少、平均面積有所下降,總體上呈現破碎化特征,其中破碎節點12處(圖5,表4)。

圖5 江蘇省生態源地節點斑塊變化及斑塊重要性評價分級(2000, 2015)Fig.5 Changes and importance evaluation of node patches at ecological sources in Jiangsu Province (2000, 2015)圖中序號與表4序號相對應,紅色序號表示破碎節點,藍色序號表示新增節點； dIIC：整體連通性指數變化率 Change rate of integral index of connectivity

研究采用整體連通性指數變化率(dIIC)評價和連通性概率指數變化率(dPC)驗證的方式,對斑塊重要性進行分析,二者相關系數r= 0.81(圖6),證實了評價結果的可信度。斑塊相對重要性評價結果(圖5,表4,表5)表明,長江濕地、高郵湖、洪澤湖、太湖等大型湖泊生態濕地的相對重要性指數較高,其中除太湖濕地外,重要性均有所下降,究其影響因素有兩個方面：①源地斑塊趨于破碎,降低了單個節點在生態網絡結構中的相對重要性；②源地間的連通阻力變大,部分廊道難以繼續發揮生態作用(見3.3)。其中,駱馬湖濕地作為連通江蘇省北部東西向生態結構的重要大型生態節點,隨著徐州銅山區北部丘陵等節點的破碎,2015年其結構重要性已跌出前十。同時,新沂市馬陵山風景區作為連通駱馬湖濕地、東北部網絡和中部洪澤湖的關鍵節點,2000年其結構重要性僅次于高郵湖濕地,位列第三。但隨著山林西側開墾活動的進行,該節點斑塊趨于破碎,至2015年其重要性顯著下降。

圖6 生態源地節點dIIC-dPC散點圖Fig.6 Scatterplot of dIIC-dPC of ecological source nodes

表4 生態源地節點變化情況

表5 生態源地節點斑塊重要性評價結果(前10)

2000—2015年,新增生態源地節點的相對重要性普遍不高,其中徐州市賈汪區潘安湖國家濕地公園(2010年建設)與南京市六合區金牛湖景區(2006年建設)節點處于研究區邊緣,在區域內生態網絡中缺乏后繼節點,其結構重要性相對有限；里下河區域與陽澄湖北部圩塘濕地景觀由于處于源地斑塊細碎密集區,結構重要性相對不高；泰州市姜堰區溱湖國家濕地公園(2005年建設)作為連通中部濕地節點與東部灘涂節點的中間節點,目前由于與各方節點間連通阻力均較高,在網絡結構中的生態作用有待提升。

3.3 生態廊道分布與變化

生態網絡結構及連通性分析結果(圖7)表明,江蘇省生態網絡在西部區域聯系較為密切,尤其在盱眙縣南部丘陵、宜溧-茅山-寧鎮山脈區域生態廊道密布且質量較高,具有重要的生態保護價值。東部沿海灘涂與其他生態源地間廊道阻力普遍較大,聯系相對較薄弱。2000—2015年,江蘇省生態網絡西密東疏的格局未發生較大改變,局部生態廊道變化較為明顯,對照遙感影像發現：①北部6處生態節點的破碎使得駱馬湖附近至少4條生態廊道的相對重要性下降,其中新沂市馬陵山風景區這個重要中間節點的破碎,直接影響了駱馬湖與中部洪澤湖的連通性；②隨著沿河防護林的建設,駱馬湖西側慶安水庫節點與洪澤湖節點間的廊道連通性有所上升,但由于宿遷市經濟開發區的建設及宿城區副中心的擴展,廊道寬度受到了壓迫,產生了明顯的收束；③淮安、鹽城、連云港三市交界處由于田間林網及道路林網的建設,南北連通的廊道位置發生了偏移,且由于人類活動的影響,廊道寬度明顯收束；④中部區域泰州市姜堰區溱湖國家濕地公園節點的新增,對改善東西部生態節點連通性有一定意義,但目前由于通往各節點的廊道阻力均較大,尚未對網絡結構產生顯著改善；⑤南京市六合區金牛湖景區節點的新增使高郵湖節點與長江濕地間的連通性明顯提升；⑥丹陽市北部打雁山丘陵節點隨著開墾及村鎮擴張而破碎,導致滆湖濕地與寧鎮山脈間的直接連接中斷,同時也使得茅山與長江濕地的聯系失去了重要的中間節點,這也是寧鎮山脈-茅山廊道重要性上升的直接原因；⑦宜溧山脈與茅山山脈之間發生大規模種植業轉水產養殖業的變化,形成了大片養殖坑塘,增加了廊道阻力,加上南京市溧水區芳山節點礦山開發導致節點破碎,該區域的廊道質量下降,且廊道寬度明顯收束。

圖7 江蘇省生態網絡結構及廊道質量(2000,2015)Fig.7 Ecological network structure and corridor quality in Jiangsu Province (2000, 2015)圖中編號分別與3.3節生態廊道變化的空間位置逐一對應：①駱馬湖附近；②慶安水庫與洪澤湖間的廊道；③淮安、鹽城、連云港三市交界處；④溱湖國家濕地公園；⑤金牛湖景區；⑥打雁山丘陵；⑦宜溧山脈與茅山山脈之間

3.4 生態夾點分布

在2015年生態網絡的基礎上計算電流密度與疏通每個區域(阻值降為1)對廊道連通性的改善程度[35],結果表明,江蘇省2015年生態網絡中電流密度較高,需重點維護的生態夾點共計18處,其中5處進行障礙疏通后可對生態連通性顯著改善,且多為坡耕地、養殖坑塘、零散農村居民點,疏通成本較低,可進行疏通(圖8)。

圖8 廊道維護/疏通區域分布圖及電流密度圖、障礙改善圖Fig.8 Corridor maintenance/cleaning area distribution map and current density map, barriers restoration map

北部網絡中有2處生態夾點,分布在宿遷市宿城區、淮安市淮陰區,該區域處于連通北部網絡與中部網絡的廊道中,相對重要性較高,但受城市擴展壓迫影響較明顯,需重點維護。中部與南部網絡中有14處生態夾點分布在長江沿線附近,均為中部、南部生態網絡與長江濕地間交流頻繁且周邊阻力較高的區域,其中南京市江寧區西南部及鎮江市丹徒區西北部4處可進行疏通。南部網絡中有2處生態夾點分布在溧陽市,其中天目湖濕地公園東南處的生態夾點可進行疏通。

4 討論4.1 生態源地的保護與恢復建議

根據結構重要性、穩定性等相關特性,實施生態源地的分類分級保護。首先,對長江濕地、高郵湖、洪澤湖、太湖、駱馬湖等具有相當穩定性與較高生態價值的大型河流湖泊濕地,以及擁有鹽城濕地珍禽、大豐麋鹿、東臺中華鱘等多個自然保護區的東部沿海灘涂濕地,從水污染管制、水產養殖限制、保護區建設等多個方面進行持續保護。其次,茅山山脈、南京市的寶華山、湯山、盱眙縣西南部丘陵等節點均在結構上承擔了重要作用,應當在一定范圍內嚴格限制礦山開發、山林采伐、開墾圈圩等破壞節點完整性、降低生態連通性的活動,進行重點保護。再次,徐州市云龍湖風景區、徐州市賈汪區大洞山、東?？h西雙湖濕地、連云港市海州區桃花澗風景區、南京市鐘山風景區、無錫市惠山國家森林公園等節點,規模較小,且臨近城鎮,易受城區擴張影響。這些區域應嚴格界定生態與城鎮空間邊界,對節點完整性與廊道連通性進行加強保護。最后,對于其他節點則應按照相關生態要求進行一般保護。

修復7處因山體開發、土地開墾等活動破碎的重點生態節點。針對因開墾而破碎的重要節點,如新沂市馬陵山風景區節點、丹陽市北部打雁山丘陵節點等,應當通過生態退耕、綠道建設等措施以提高破碎斑塊連接性為目標進行恢復。針對山體開發而破碎的節點,如南京市溧水區芳山等,應當通過山體修復、人工復綠等措施以維護節點斑塊完整性為目標進行恢復。另一方面,對生態源地節點與周邊的核心小斑塊之間應加強聯系,以退耕還林還草、生態公園建設等形式,連接節點與周邊核心小斑塊,擴大節點斑塊面積,提高區域生態節點的穩定性與生態網絡的連通性。

4.2 新增節點及“踏腳石”規劃

從生態網絡格局來看,江蘇省東部沿海灘涂與中西部生態網絡聯系阻力較大,北部生態網絡與中部聯系通道較為單一,建議規劃新增部分生態節點以加強區域生態網絡之間的聯系,優化生態網絡。以2015年50公頃以上核心斑塊作為潛在節點,在徐州市睢寧縣、連云港市東?？h與濯南縣選取了3個節點以增強江蘇省中部網絡與北部網絡間的聯系；在鹽城市阜寧縣、海安市、如皋市選取了3個節點以增強江蘇省東部灘涂與中部網絡間的聯系；在江陰市選取了1個節點以增加南部網絡與中部網絡間的聯系。上述7個節點均處于生態網絡聯系薄弱、生態廊道稀疏處,且相對質量較高,可以通過植樹造林、生態公園建設等方法擴充核心斑塊規模,形成新的生態節點。

生態廊道交匯處對生態網絡連通性具有較大影響,可在交匯處建設“踏腳石”以優化生態網絡。對于遷徙距離較遠的生物,“踏腳石”的建設能顯著提高其遷徙過程中的存活率[36]。江蘇省東西部連接廊道較長、阻力較大、北部生態節點稀疏,建議在生態廊道交匯點、較長廊道和高阻力廊道中點等處設立44個“踏腳石”(圖9),通過建設小型生態公園或種植林地等方式進行“踏腳石”建設,改善生態網絡連通性,同時為生物遷徙提供落腳點。

圖9 節點恢復/新增后生態網絡情況及踏腳石分布 Fig.9 Ecological network and stepping stone distribution after node restoration/addition

4.3 生態廊道維護與疏通建議

為有效維護生態網絡結構完整性,改善生態連通性,應對生態廊道關鍵區域進行維護與疏通。結合生態夾點分布情況,宿遷市宿城區、淮安市淮陰區2處夾點受城鎮擴張壓迫較嚴重,建議劃定城鎮開發邊界時為過境生態廊道預留空間,嚴格限制建設活動,并加強道路林網建設與公益林種植,以維護北部與中部生態網絡間的連通性。長江沿線附近14處生態夾點多分布于沿江城鎮的間隙處,建議該類區域在限制建設活動的同時,限制開墾、養殖等增加生態阻力的活動,以維護中部、南部生態網絡與長江濕地間的連通性。溧陽市2處生態夾點均處于南部生態網絡內部,主要用地類型為農用地,建議對鄉鎮擴張、種植用地轉坑塘養殖進行限制。對5處可疏通的生態夾點,建議在維護措施的基礎上,采取農村居民點整理、退耕還林、田間道路林網建設、沿河防護林建設、生態綠道建設等措施減少區域內生態阻力,起到疏通廊道,提高連通性的作用。

5 結論

本文以江蘇省為研究區,基于MSPA方法與MCR模型構建生態網絡,探究生態空間連通性變化,并分別從源地維護、節點建設、廊道疏通等方面提出了具體的修復與優化建議。研究結果表明：①2000—2015年,江蘇省生態網絡呈現西密東疏的格局,局部地區生態節點破碎12處,新增5處,源地斑塊出現局部破碎化特征。田間道路林網、沿河防護林建設等措施提升了廊道連通性,但隨著開發活動的進行,廊道寬度普遍收束；②北部生態網絡中,新沂市馬陵山風景區等6處節點的破碎使北部生態網絡結構受到破壞,多條廊道結構重要性明顯下降,亟須進行修復；③中部網絡與北部網絡間廊道連通性隨著沿河防護林及道路林網的建設而有所提升,但宿遷市經濟開發區及宿城區副中心的擴展使廊道寬度產生了明顯的收束,且隨著新沂市馬陵山風景區等節點的破碎而缺乏中間節點；④南部生態網絡中,丹陽市北部打雁山丘陵節點的破碎使南部網絡與長江濕地間聯系削弱,寧鎮山脈的結構重要性隨之上升,宜溧山脈與茅山山脈之間種植業轉水產養殖業,形成了大片養殖坑塘,降低了廊道連通性,且廊道寬度明顯收束；⑤東部沿海灘涂節點與其他節點間的聯系尚處于薄弱狀態,泰州市姜堰區溱湖國家濕地公園節點的新增,對改善東西部生態節點連通性有一定意義,但目前距各節點間阻力較大,尚未對網絡結構產生顯著改善。

為解決區域生態網絡銜接不足、生態節點趨于破碎、部分生態廊道阻力上升等問題,研究提出了江蘇省生態網絡優化的具體建議。一方面,建議修復生態節點7處,新增生態節點7處,設立踏腳石44處以優化網絡結構,促進區域生態網絡之間的聯系。另一方面建議對生態節點實施分類分級保護,并通過對生態廊道維護18處,疏通其中5處等方式,保持和提升廊道通暢性。

研究針對生態空間連通性形成了一套“源地識別-網絡構建-連通性變化-夾點識別”的分析框架,并應用于江蘇省生態空間連通性研究,研究結果能夠較好的表征省域生態空間的潛在聯系,識別生態關鍵點,為省域生態安全格局的構建與維護提供依據。但在更細微的尺度下,本文所運用的MSPA方法受數據精度影響較大,存在一定局限性。本文利用阻力寬度來表征潛在生態廊道,但若需針對某特定物種進行保護,還需對其遷徙廊道的物理寬度做深入研究。