基于MSPA與最小路徑方法的巴中西部新城生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

許 峰, 尹海偉, 孔繁花, 徐建剛

1 南京大學國際地球系統(tǒng)科學研究所, 南京 210023 2 南京大學建筑與城市規(guī)劃學院, 南京 210093

基于MSPA與最小路徑方法的巴中西部新城生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

許 峰1, 尹海偉2,*, 孔繁花1, 徐建剛2

1 南京大學國際地球系統(tǒng)科學研究所, 南京 210023 2 南京大學建筑與城市規(guī)劃學院, 南京 210093

目前快速城市化導致了生境斑塊的日益破碎化，景觀之間的連通性不斷降低。構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)可以連接破碎的生境斑塊，增加綠地景觀的連通性，對生物多樣性保護具有重要意義。以高度景觀破碎化的四川省巴中西部新城為研究區(qū)，采用形態(tài)學空間格局分析(MSPA)方法，提取出對研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建具有重要生態(tài)意義的核心區(qū)和橋接區(qū)兩類景觀要素，并選用整體連通性(IIC)、可能連通性(PC)和斑塊重要性(dI)等景觀指數(shù)，分別對核心區(qū)和橋接區(qū)進行景觀連接度評價，遴選出對維持景觀連通性貢獻最大的10個核心區(qū)生境斑塊作為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的源地，并根據(jù)斑塊對維持景觀連通的重要性程度將其他核心區(qū)和橋接區(qū)進行類型劃分，以此作為景觀阻力的賦值依據(jù)，融入消費面模型中，最后采用最小路徑方法構(gòu)建了研究區(qū)潛在的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，并基于重力模型對重要生態(tài)廊道進行了識別與提取，在此基礎(chǔ)上有針對性地提出了生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化的對策。研究結(jié)果表明，MSPA方法能夠科學的辨識出研究區(qū)內(nèi)對生態(tài)保護具有重要意義的結(jié)構(gòu)性要素，例如作為物種棲息地的核心區(qū)和物種遷移通道的橋接區(qū)，這些要素是生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的重要組成部分；景觀連通性的計算，明確了研究區(qū)景觀要素的保護重點，為最小路徑方法中的景觀阻力賦值提供了重要的參考信息；基于MSPA與最小路徑方法的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分析框架綜合了現(xiàn)有景觀結(jié)構(gòu)性要素識別、連通性分析以及物種潛在遷移路徑分析等方法，將景觀中潛在的生態(tài)源地和結(jié)構(gòu)性廊道的連通性作為構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的重要基礎(chǔ)和主要依據(jù)，從而使得生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建更科學。研究結(jié)果可為高度破碎化地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建提供重要的參考與依據(jù)，對其他地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建也具有一定的借鑒意義。

形態(tài)學空間格局分析(MSPA); 景觀連通性; 最小路徑方法; 生態(tài)網(wǎng)絡(luò); 巴中西部新城

快速城市化在帶來巨大的經(jīng)濟效益的同時也使得區(qū)域內(nèi)部的大型生境斑塊不斷被侵占和蠶食，景觀破碎化程度加劇[1-2]。景觀破碎化致使內(nèi)部生境斑塊面積縮小，生態(tài)廊道被截斷，生境斑塊日益島嶼化，景觀連通性降低，從而干擾了正常的景觀生態(tài)過程和生態(tài)調(diào)控能力，減少了生物多樣性，損害了生態(tài)系統(tǒng)的健康完整性，導致生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能發(fā)生變化[3-5]。生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建能夠通過生境廊道和踏腳石(stepping stone)連接破碎的生境，形成完整的景觀和生物棲息地網(wǎng)絡(luò)，恢復破碎生境斑塊之間的連接，提高景觀的連接度，從而促進綠地斑塊之間的基因交流和物種遷移，更好地維系物種遷徙擴散的過程，實現(xiàn)了生境網(wǎng)絡(luò)從結(jié)構(gòu)連通到功能連通，對生物種群的繁育具有重要的生態(tài)意義[6-12]。

1990年代以來，國內(nèi)外許多學者對生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建進行了大量的研究，而基于GIS最小路徑方法因根植于景觀生態(tài)學與保護生態(tài)學等相關(guān)理論，考慮了景觀的地理學信息和生物體的行為特征，能夠反映景觀格局與水平生態(tài)過程，近年來被國內(nèi)外學者廣泛采用[1,10,13-14]。最小路徑方法通過不同土地利用類型和地形等對不同生物物種的生境適宜性大小構(gòu)建阻力面，再運用GIS模擬潛在的生態(tài)廊道，能夠較為科學地確定生態(tài)廊道的位置和格局[1,14]，但不能科學辨識廊道的相對重要性程度，還需進行廊道相對重要性的定量分析，從而科學確定生態(tài)廊道的優(yōu)先保護順序，目前常用的方法有重力模型、圖譜理論[1,14-17]、相對生態(tài)重要性與相對城鎮(zhèn)發(fā)展脅迫賦值加權(quán)方法[13]等。生態(tài)源地的選擇是生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建的關(guān)鍵，然而，目前生態(tài)源地的選擇大多將生境質(zhì)量較好的風景林和自然保護區(qū)直接作為源地或根據(jù)生態(tài)服務(wù)價值等生態(tài)指標體系選擇源地[18-21]，存在一定的主觀性，忽略了斑塊在景觀中的連通作用。并且，通過最小路徑生成的廊道是景觀中潛在的廊道，很少考慮景觀中既有的結(jié)構(gòu)性廊道。

近年來，一種偏向測度結(jié)構(gòu)連接性的形態(tài)學空間格局分析(MSPA)方法開始被引入生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分析中[22-25]。MSPA是Vogt等學者基于腐蝕、膨脹、開運算、閉運算等數(shù)學形態(tài)學原理對柵格圖像的空間格局進行度量、識別和分割的一種圖像處理方法，能夠更加精確的分辨出景觀的類型與結(jié)構(gòu)[23,26]。不同于傳統(tǒng)的分析景觀連通性方法是將斑塊或者廊道單獨提取出來進行分析，形態(tài)學方法是從像元的層面上識別出研究區(qū)內(nèi)重要的生境斑塊和廊道等對景觀連通性起重要作用的區(qū)域[27]。該方法強調(diào)結(jié)構(gòu)性連接，僅依賴于土地利用數(shù)據(jù)，將其重新分類后提取林地、濕地等自然生態(tài)要素作為前景，其他用地類型作為背景，然后采用一系列的圖像處理方法將前景按形態(tài)分為互不重疊的七類(即核心區(qū)，橋接區(qū)，環(huán)道區(qū)，支線，邊緣區(qū)，孔隙和島狀斑塊)，進而可以辨識出對維持連通性具有重要意義的景觀類型，例如作為核心棲息地的核心區(qū)和結(jié)構(gòu)性廊道的橋接區(qū)，增加了生態(tài)源地和生態(tài)廊道選取的科學性[15,24,28-30]。

本文以高度景觀破碎化的四川省巴中西部新城為研究區(qū)，采用形態(tài)學空間格局分析(MSPA)方法，辨識并提取出對研究區(qū)生態(tài)廊道構(gòu)建具有重要生態(tài)意義的核心區(qū)和橋接區(qū)兩類景觀要素，然后選用整體連通性(IIC)、可能連通性(PC)和斑塊重要性(dI)等景觀指數(shù)，分別對核心區(qū)和橋接區(qū)進行景觀連接度評價，并按照對維持景觀連通的重要性程度將其進行類型劃分，最后采用最小路徑方法構(gòu)建了研究區(qū)潛在的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，并基于重力模型對重要生態(tài)廊道進行了識別與提取，在此基礎(chǔ)上有針對性地提出了生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化的對策。研究結(jié)果將對景觀破碎化地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的科學構(gòu)建提供依據(jù)和參考。本文試圖回答:(1)如何科學確定高度景觀破碎化地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的源地與結(jié)構(gòu)性連接廊道？(2)如何定量評價核心區(qū)與結(jié)構(gòu)性廊道的相對重要性程度？(3)如何更好地利用現(xiàn)有的生物棲息地和結(jié)構(gòu)性廊道構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)？

1 研究區(qū)概況

巴中西部新城是巴中市確定的重要城市功能拓展區(qū)，位于巴中市中心城區(qū)西側(cè)(圖1a)，總面積約18.33 km2；屬亞熱帶濕潤季風氣候區(qū)，四季分明，雨量充沛，多年平均氣溫16.7 ℃，多年平均降雨量1108.3 mm；地形以丘陵為主，地形起伏較大，地貌多變且破碎，多孤立山丘，少完整山脈，山體多為典型的桌狀山和單斜山，窄谷、深溝比較發(fā)育；生態(tài)環(huán)境質(zhì)量優(yōu)良，林地資源豐富，森林覆蓋率42%，主要分布在坡度較高的斜坡地帶和深溝區(qū)域，分布多隨山體呈帶狀分布(圖1b)。

圖1 研究區(qū)位置(a)與土地利用現(xiàn)狀圖(b)Fig.1 Location of the study area (a)，and land use (b)

2 數(shù)據(jù)與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與預處理

本研究采用的主要數(shù)據(jù)有：1)2011年CAD地形圖；2)2011年巴中市航片，以及從其他相關(guān)部門收集的專題數(shù)據(jù)等。

首先，將CAD地形圖數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為GIS中的shapefile數(shù)據(jù)文件，將投影坐標系統(tǒng)定義為西安80地理坐標系，UTM投影，并提取出其中的建設(shè)用地、道路和水體等矢量數(shù)據(jù)；然后，基于GIS軟件平臺，使用轉(zhuǎn)換后的地形圖文件對航片數(shù)據(jù)進行配準；最后，按照研究區(qū)邊界對配準后的影像進行裁剪，并基于易康(eCognition)軟件，采用面向?qū)ο蠓椒ǎ瑢狡瑪?shù)據(jù)進行解譯，并使用高分辨率航片和大比例尺地形圖數(shù)據(jù)與解譯結(jié)果反復比對，以及進行野外實地調(diào)研，不斷地對解譯結(jié)果進行修改和校正，最終獲得柵格大小為5 m×5 m的土地利用現(xiàn)狀圖(圖1b)。研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖解譯精度較高，滿足研究區(qū)景觀分析精度要求。

2.2 研究方法

2.2.1 基于MSPA方法的林地景觀格局分析

圖2 基于MSPA的景觀類型圖Fig.2 The landscape type map based on MSPA

首先，基于研究區(qū)的土地利用圖，提取出林地景觀類型作為MSPA分析的前景，其他景觀類型作為背景。由于研究區(qū)總面積較小，林地景觀較為破碎，較大的研究尺度會導致許多景觀細節(jié)的消失，因此經(jīng)過多次試驗，使用柵格大小為5 m×5 m的研究尺度能夠較好的保留研究區(qū)重要的景觀要素，滿足研究數(shù)據(jù)精度要求。將數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換為TIFF格式二值柵格文件；然后，基于Guidos分析軟件，采用八鄰域分析方法，對數(shù)據(jù)進行MSPA分析，得到互不重疊的七類景觀(圖2，表1)，并對分析結(jié)果進行統(tǒng)計(表2)；最后，提取出對維持連通性具有重要意義的景觀類型核心區(qū)和橋接區(qū)作為后面連通性分析的景觀要素。

2.2.2 核心區(qū)與橋接區(qū)的景觀連接度評價

景觀連接度水平能夠定量表征某一景觀是否有利于源地斑塊內(nèi)的物種遷移[31]。維持良好的連通性有利于生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定和生物多樣性的保護[32]。目前，常用的景觀連接度指數(shù)有整體連通性(IIC，公式1)、可能連通性(PC，公式2)和斑塊重要性(dI，公式3)等[33-35]?；趫D論的整體連通性指數(shù)和可能連通性指數(shù)能夠反應(yīng)景觀的連通性和景觀中各個斑塊對景觀連通性的重要值，已經(jīng)成為衡量景觀格局與功能的重要指標[33-34]。

表1 MSPA的景觀類型及其含義

表2 景觀類型分類統(tǒng)計表

圖3 源地、核心區(qū)和橋接區(qū)分類圖Fig.3 Classification map of source, core, bridge

本文利用Conefor 軟件，選用整體連通性、可能連通性和斑塊重要性3個景觀指數(shù)，將斑塊連通距離閾值設(shè)置為500 m，連通的概率設(shè)為0.5，分別對核心區(qū)和橋接區(qū)進行景觀連接度評價，并將核心區(qū)dPC值大于4的10個斑塊作為源地(表3，圖3)，將剩余的核心區(qū)分為極重要核心區(qū)(10.8)，重要橋接區(qū)(0.2

(1)

(2)

(3)

表3 核心區(qū)(源地)景觀連通性指數(shù)重要值排序結(jié)果

2.2.3 基于最小路徑的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

最小路徑方法可以確定源和目標之間的最小消耗路徑，是生物物種遷移與擴散的最佳路徑，可以有效避免外界的各種干擾[11,36]。首先，結(jié)合MSPA和景觀連接度評價結(jié)果，將核心區(qū)和橋接區(qū)等生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中的結(jié)構(gòu)性要素作為研究區(qū)的核心景觀，并根據(jù)不同景觀對物種遷移的阻力大小，分別賦以不同的阻力值(表4)， 構(gòu)建研究區(qū)的消費面模型。景觀阻力是指物種在不同景觀單元之間進行遷移的難易程度，斑塊生境適宜性越高，物種遷移的景觀阻力就越小[1]。然后，基于GIS軟件平臺，在ArcGIS9.3的Spatial Analyst工具條下，使用Distance中的Cost Weighted工具，利用構(gòu)建的消費面和生態(tài)源地生成每個源地斑塊的累積成本面，再利用Distance中的Shortest Path工具，生成由源斑塊到目標斑塊的最小路徑，由此生成了由45條潛在廊道組成的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)(圖4)，對其景觀組成進行了分析(表5)，并基于重力模型[11]，構(gòu)建了10個源地之間的相互作用矩陣(表6)，定量評價生境斑塊之間的相互作用強度，從而科學判定潛在生態(tài)廊道的相對重要性。根據(jù)矩陣結(jié)果和結(jié)合研究區(qū)實際，將相互作用強度大于100的廊道提取出來作為重要廊道，其他的作為一般廊道，得到研究區(qū)的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)圖(圖4)。

圖4 研究區(qū)潛在生態(tài)廊道圖Fig.4 Potential ecological corridor map

表4 不同景觀類型的阻力值

表5 潛在廊道的景觀組成

表6 基于重力模型計算的斑塊間的相互作用矩陣

3 結(jié)果分析

3.1 基于MSPA方法的林地景觀格局分析

由表2、圖2可見，研究區(qū)核心區(qū)面積約為346.06 hm2，占林地總面積的45.08%，主要分布在研究區(qū)西部，成條帶狀分布，空間上連通性較好，研究區(qū)東部核心區(qū)斑塊相對較少，且分布較為分散，連通性較差。橋接區(qū)面積約為75.08 hm2，作為景觀中的結(jié)構(gòu)性廊道，占林地總面積的9.78%，對物種的遷移與擴散具有重要的生態(tài)學意義。由于研究區(qū)內(nèi)的林地景觀較為破碎，并且橋接區(qū)連接著兩個不同的核心區(qū)斑塊，因此在圖2中橋接區(qū)的分布較為破碎。邊緣區(qū)是林地斑塊的外部邊緣，孔隙是斑塊的內(nèi)部邊緣，都為產(chǎn)生邊緣效應(yīng)的區(qū)域，分別占林地面積的24.34%和0.87%，在將其作為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的組成要素時，需要考慮邊緣效應(yīng)影響的范圍。支線是廊道連接的中斷，具有一定的連通作用，占植被總面積的11.68%，島狀斑塊是孤立的林地斑塊，可以作為生物的踏腳石，所占面積較小，呈碎塊狀散布在研究區(qū)中。環(huán)道區(qū)是斑塊內(nèi)部動物移動的捷徑，有利于物種在相同斑塊內(nèi)部的遷移，占林地總面積的3.11%。

3.2 研究區(qū)景觀連通性分析

由圖3和表3可看出，連通性較大的核心區(qū)和橋接區(qū)斑塊大多分布在研究區(qū)的西部，并且橋接區(qū)較為密集的分布在核心區(qū)周圍，表明此區(qū)域內(nèi)部的景觀連通性較好，有利于物種在斑塊間的遷移活動。根據(jù)景觀連通性選擇出的作為源地的10個核心區(qū)斑塊，斑塊面積較大且高度破碎化，呈條帶狀分布在研究區(qū)西部，表明這些核心區(qū)斑塊在景觀中既起到了源地為物種提供棲息地等生態(tài)源地的作用，又起到了廊道的連通作用，促進了景觀的連通。研究區(qū)東部核心區(qū)斑塊數(shù)量較少，面積較小，空間上較為分散，景觀連通性較差。極重要和重要的橋接區(qū)大多分布在連通性較好的核心區(qū)附近，主要分布在研究區(qū)的西部，這些橋接區(qū)作為景觀中的結(jié)構(gòu)性廊道連接了不同的生境斑塊，增加了景觀的連通性。

3.3 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)果分析

由表5可見，潛在廊道的總面積約為29.61 hm2，占研究區(qū)總面積的1.6%，核心區(qū)在廊道中的面積約為17.38 hm2，占生態(tài)網(wǎng)絡(luò)總面積的58.7%，表明核心區(qū)在作為物種生存源地的同時，也是生物的遷移廊道；橋接區(qū)在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中占5.2%，約為1.54 hm2，表明橋接區(qū)在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中起著重要的連接作用。除核心區(qū)和橋接區(qū)以外的林地部分，占生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的25.23%，在網(wǎng)絡(luò)中占較大比重；網(wǎng)絡(luò)中農(nóng)田的面積約為2.25 hm2，水體、建設(shè)用地和道路在網(wǎng)絡(luò)中占的面積不大，水體約占0.2%，道路和建設(shè)用地約為0.17%，其他的土地利用類型在網(wǎng)絡(luò)中約占2.74%。面積較大的水體對物種的遷移起著阻礙的作用，但是水體作為生物的水源地，可以與附近的林地成為遷移途中的暫息地。道路和建設(shè)用地在物種遷移的過程中起著較大的阻礙作用，因此，在網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃中，應(yīng)盡量避免廊道穿越道路和建設(shè)用地。

斑塊間的相互作用強度表明了斑塊連接的重要性和斑塊間廊道的重要程度。由表6可見，斑塊7和斑塊9之間的相互作用最強，表明斑塊間的景觀阻力較小，生境質(zhì)量較好，斑塊之間的聯(lián)系緊密，物種遷移的可能性較大，因此，連接斑塊7和斑塊9的廊道對于維持兩個斑塊連通十分重要，對物種遷移和種群擴散具有重要的意義，在景觀規(guī)劃中，要嚴格控制和保護，務(wù)必保持斑塊的連通。斑塊2和斑塊7的相互作用強度最小，表明斑塊之間的景觀阻力較大，阻礙了物種的遷移，因此，在未來的生態(tài)系統(tǒng)規(guī)劃中應(yīng)增加斑塊間廊道的連接，提高廊道的生境適宜性。由圖4可見，研究區(qū)中部和西部的連通性較好，生態(tài)廊道較為密集，有利于物種在研究區(qū)中部和西部斑塊之間的遷移。然而，從構(gòu)建的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)總體看來，研究區(qū)東部和北部連接的廊道較少，生態(tài)網(wǎng)絡(luò)不夠完善。因此將使用重力模型選擇出的重要廊道提取出來，作為研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的重要部分，通過在研究區(qū)東部規(guī)劃設(shè)計新的生態(tài)源地和生態(tài)廊道來不斷完善生態(tài)網(wǎng)絡(luò)。

4 網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化對策和建議

4.1 增加核心斑塊與網(wǎng)絡(luò)連接

生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中東部和北部網(wǎng)絡(luò)的連通性較差，缺乏必要的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)連接，因此，在網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃中，在維護該區(qū)域內(nèi)原有的林地斑塊的基礎(chǔ)上，綜合考慮這些區(qū)域中核心區(qū)斑塊的空間分布，將其中連通性較大的5個斑塊作為研究區(qū)的重要斑塊，通過生態(tài)建設(shè)提升其生境質(zhì)量，使其成為規(guī)劃區(qū)東部和北部的生態(tài)源地；并進而根據(jù)斑塊間的阻力值以及核心區(qū)和橋接區(qū)的空間分布，建議規(guī)劃新增12條生態(tài)廊道連接(圖5)。

4.2 改善網(wǎng)絡(luò)連接的有效性

在研究區(qū)內(nèi)，雖然某些斑塊間存在潛在的生態(tài)廊道，然而這些斑塊間廊道經(jīng)過的地區(qū)生境質(zhì)量較差，景觀阻力較大，降低了斑塊之間連接的有效性。因此，需要通過生態(tài)建設(shè)來增強這些斑塊廊道連接的有效性。因而，本文從一般廊道中按照其相互作用力的大小和空間位置，選取了4條廊道加以重點改造和生態(tài)建設(shè)(圖5)。采用網(wǎng)絡(luò)分析法中的網(wǎng)絡(luò)閉合度(α指數(shù))、線點率(β指數(shù))、網(wǎng)絡(luò)連接度(γ指數(shù))[10]來分別計算規(guī)劃前后生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的完善程度。統(tǒng)計結(jié)果表明,α指數(shù)、β指數(shù)、γ指數(shù)分別由規(guī)劃前的0.2、1.2、0.5，增為規(guī)劃后的0.48、1.73、0.67，表明規(guī)劃的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)比規(guī)劃前的更趨完善，規(guī)劃的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)明顯提高了研究區(qū)內(nèi)生態(tài)斑塊的連接水平，增加了網(wǎng)絡(luò)連接的有效性。

4.3 加強踏腳石的建設(shè)

圖5 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃圖Fig.5 The ecological network planning map

對于某些遷移距離較遠的物種來說，踏腳石的建設(shè)尤為重要，增加踏腳石的數(shù)量和降低踏腳石斑塊間的距離將有利于提高物種在遷移過程中的成功率和存活率。本研究中，根據(jù)廊道上綠地斑塊的空間分布、重要廊道的交匯點，并結(jié)合連通性較大的核心區(qū)和橋接區(qū)，規(guī)劃確定了14個踏腳石斑塊(圖5)。

5 結(jié)論與討論

生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建可以提高景觀破碎化嚴重地區(qū)的連通性，對生物多樣性的保護具有重要的意義。本研究使用MSPA方法分析研究區(qū)內(nèi)的林地景觀，識別出對維持景觀連通性具有重要意義的核心區(qū)和橋接區(qū)，并基于IIC和PC兩個景觀指數(shù)，分析了橋接區(qū)和核心區(qū)每個斑塊對維持景觀連通的重要性，從而確定了生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的源地和結(jié)構(gòu)性廊道，以及核心區(qū)和結(jié)構(gòu)性廊道的相對重要性程度；最后，根據(jù)不同景觀斑塊對景觀連通的重要程度以及物種遷移的難易程度分別賦予不同的阻力值，生成消費面，進而利用最小路徑方法構(gòu)建了生態(tài)網(wǎng)絡(luò)。本研究在確定生態(tài)源地這一生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的基本組成要素時，沒有按照以往的直接將自然保護區(qū)或森林公園作為生態(tài)源地等方式，而是將確定生態(tài)源地的過程分為了兩個重要步驟：首先利用MSPA方法分析得到研究區(qū)內(nèi)具有生態(tài)源地作用的核心區(qū)斑塊，將其從一般的林地景觀中遴選出來；然后重點考慮生態(tài)源地在整個生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中的連通作用，計算核心區(qū)斑塊對維持景觀連通的重要程度，將景觀連通性的大小作為篩選源地斑塊的主要依據(jù)，以此確定了研究區(qū)內(nèi)的生態(tài)源地。通過這種方法確定生態(tài)源地，避免了以往生態(tài)源地確定方法的主觀性，較為科學的考察了源地斑塊在景觀中的連通作用，具有重要的研究意義。本文將景觀要素的連通性作為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建的基礎(chǔ)和重要依據(jù)，并利用最小路徑法構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，實現(xiàn)了MSPA、景觀連通性分析、最小路徑分析的有機統(tǒng)一，是一種生態(tài)網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃研究的新思路。研究結(jié)果對高度破碎化地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建具有重要的指導意義和實踐價值，同時可為其他地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建提供參考與借鑒。

MSPA對景觀的研究尺度十分敏感，增大影像柵格的大小會導致景觀中一些小的要素的消失或者轉(zhuǎn)換到MSPA中非核心區(qū)的類別中[29]，不同的研究尺度可能會導致MSPA的分析結(jié)果不同，因此，對尺度的敏感性研究是MSPA研究的一項重要內(nèi)容。由于研究區(qū)景觀高度破碎化，考慮到較大的研究尺度會導致一些較小的但在維持景觀連通具有重要作用的景觀要素的消失，因此采用了5 m×5 m的研究尺度，對MSPA的尺度問題還應(yīng)做進一步的研究和探討。

在對景觀進行MSPA分析時，邊緣寬度的設(shè)定代表斑塊產(chǎn)生邊緣效應(yīng)的范圍大小，邊緣寬度的大小對MSPA分析結(jié)果影響較大[37]。邊緣效應(yīng)是生態(tài)學中的重要概念，對生態(tài)過程與物種保護、生境保護具有重要意義[38]。在自然保護區(qū)功能設(shè)計時，邊緣效應(yīng)是必須考慮的一項內(nèi)容[39]。本研究中，將邊緣寬度按照默認值1設(shè)定，由于輸入的影像的柵格大小為5 m×5 m，因此邊緣效應(yīng)為5 m。然而邊緣效應(yīng)具有針對性和復雜性，不同景觀地區(qū)、斑塊形狀 、不同研究對象，邊緣效應(yīng)的寬度不同，因此本研究設(shè)定的邊緣效應(yīng)的寬度不適應(yīng)某些特定的種群，在邊緣效應(yīng)影響范圍的設(shè)定時需要考慮需要保護的對象和研究區(qū)景觀的形狀、適宜性等因素。

生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的關(guān)鍵是景觀阻力值的設(shè)定，然而目前國內(nèi)外關(guān)于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的相關(guān)研究對景觀阻力值的設(shè)定還沒形成公認的標準，而本文將MSPA分析得到的核心區(qū)和橋接區(qū)根據(jù)其景觀連通性融入消費面的方法具有一定的科學性。由于研究區(qū)詳細生物資料的缺少，本文構(gòu)建的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)沒有針對某個物種，沒有根據(jù)物種的生活特性進行有針對性的景觀阻力賦值。本文試圖構(gòu)建的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)目的在于提高生境斑塊的連接性與景觀格局的穩(wěn)定性，完善生態(tài)功能，改善生態(tài)環(huán)境質(zhì)量，并避免新城建設(shè)過程中的破壞性開發(fā)，實現(xiàn)精明保護與精明增長的有機統(tǒng)一。

另外，在使用IIC和PC計算景觀連通性時，需要設(shè)定連通距離閾值，當斑塊間的距離大于該閾值時，認為斑塊是不連通的。因此，連通距離對斑塊的重要性dI值具有重要的影響[35,40-41]。連通距離閾值的設(shè)定時需要考慮物種的擴散距離，而不同物種的擴散距離往往不同。本文使用的閾值距離為500 m，連通概率為0.5，沒有根據(jù)研究區(qū)的物種的實際情況進行設(shè)定。

[1] 尹海偉, 孔繁花, 祈毅, 王紅揚, 周艷妮, 秦正茂. 湖南省城市群生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化. 生態(tài)學報, 2011, 31(10): 2863-2874.

[2] 仇江嘯, 王效科, 逯非, 歐陽志云, 鄭華. 城市景觀破碎化格局與城市化及社會經(jīng)濟發(fā)展水平的關(guān)系——以北京城區(qū)為例. 生態(tài)學報, 2012, 32(9): 2659-2669.

[3] 丁立仲, 徐高福, 盧劍波, 章德三, 方炳富. 景觀破碎化及其對生物多樣性的影響. 江蘇林業(yè)科技, 2005, 32(4): 45-49, 57-57.

[4] 王亞明, 薛亞東, 夏友福. 滇西北滇金絲猴棲息地景觀格局分析及其破碎化評價. 林業(yè)調(diào)查規(guī)劃, 2011, 36(2): 34-37.

[5] 吳昌廣, 周志翔, 王鵬程, 肖文發(fā), 滕明君. 景觀連接度的概念、度量及其應(yīng)用. 生態(tài)學報, 2010, 30(7): 1903-1910.

[6] Cook E A. Urban landscape networks: an ecological planning framework. Landscape Research, 1991, 16(3): 7-15.

[7] Paetkau D, Waits L P, Clarkson P L, Craighead L, Vyse E, Ward R, Strobeck C. Variation in genetic diversity across the range of North American brown bears. Conservation Biology, 1998, 12(2): 418-429.

[8] Verboom J, Pouwels R.Ecological functioning of ecological networks: a species perspective[M].Ecological networks and greenways; concept, design, implementation. Cambridge：Cambridge University Press, 2004：4-72.

[9] Hargrove W W, Hoffman F M, Efroymson R A. A practical map-analysis tool for detecting potential dispersal corridors. Landscape Ecology, 2005, 20(4): 361-373.

[10] 王海珍, 張利權(quán). 基于GIS、景觀格局和網(wǎng)絡(luò)分析法的廈門本島生態(tài)網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃. 植物生態(tài)學報, 2005, 29(1): 144-152.

[11] 孔繁花, 尹海偉. 濟南城市綠地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建. 生態(tài)學報, 2008, 28(4): 1711-1719.

[12] 林麗清. 武漢市城市森林生態(tài)網(wǎng)絡(luò)多目標規(guī)劃研究 [D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學, 2011.

[13] Weber T, Sloan A, Wolf J. Maryland′s Green Infrastructure Assessment: Development of a comprehensive approach to land conservation. Landscape and Urban Planning, 2006, 77(1/2): 94-110.

[14] Kong F H, Yin H W, Nakagoshi N, Zong Y G. Urban green space network development for biodiversity conservation: Identification based on graph theory and gravity modeling. Landscape and Urban Planning, 2010, 95(1/2): 16-27.

[15] Urban D, Keitt T. Landscape connectivity: a graph-theoretic perspective. Ecology, 2001, 82(5): 1205-1218.

[16] Zhang L, Wang H Z. Planning an ecological network of Xiamen Island (China) using landscape metrics and network analysis. Landscape and Urban Planning, 2006, 78(4): 449-456.

[17] Zetterberg A, M?rtberg U M, Balfors B. Making graph theory operational for landscape ecological assessments, planning, and design. Landscape and Urban Planning, 2010, 95(4): 181-191.

[18] 吳健生, 張理卿, 彭建, 馮喆, 劉洪萌, 赫勝彬. 深圳市景觀生態(tài)安全格局源地綜合識別. 生態(tài)學報, 2013, 33(13): 4125-4133.

[19] 李暉, 易娜, 姚文璟, 王思琪, 李志英, 楊樹華. 基于景觀安全格局的香格里拉縣生態(tài)用地規(guī)劃. 生態(tài)學報, 2011, 31(20): 5928-5936.

[20] 孫賢斌, 劉紅玉. 基于生態(tài)功能評價的濕地景觀格局優(yōu)化及其效應(yīng)——以江蘇鹽城海濱濕地為例. 生態(tài)學報, 2010, 30(5): 1157-1166.

[21] 王思易, 歐名豪. 基于景觀安全格局的建設(shè)用地管制分區(qū). 生態(tài)學報, 2013, 33(14): 4425-4435.

[22] Vogt P, Ferrari J R, Lookingbill T R, Gardner R H, Riitters K H, Ostapowicz K. Mapping functional connectivity. Ecological Indicators, 2009, 9(1): 64-71.

[23] Soille P, Vogt P. Morphological segmentation of binary patterns. Recognition Letters, 2009, 30(4): 456-459.

[24] Wickham J D, Riitters K H, Wade T G, Vogt P. A national assessment of green infrastructure and change for the conterminous United States using morphological image processing. Landscape and Urban Planning, 2010, 94(3/4): 186-195.

[25] Saura S, Vogt P, Velázquez J, Hernando A, Tejera R. Key structural forest connectors can be identified by combining landscape spatial pattern and network analyses. Forest Ecology and Management, 2011, 262(2): 150-160.

[26] 邱瑤, 常青, 王靜. 基于MSPA的城市綠色基礎(chǔ)設(shè)施網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃——以深圳市為例. 中國園林, 2013, 29(5): 104-108.

[27] 曹翊坤. 深圳市綠色景觀連通性時空動態(tài)研究 [D]. 北京: 中國地質(zhì)大學(北京), 2012.

[28] Vogt P, Riitters K H, Iwanowski M, Estreguil C, Kozak J, Soille P. Mapping landscape corridors. Ecological Indicators, 2007, 7(2): 481-488.

[29] Ostapowicz K, Vogt P, Riitters K H, Kozak J, Estreguil C. Impact of scale on morphological spatial pattern of forest. Landscape Ecology, 2008, 23(9): 1107-1117.

[30] Sun J, Southworth J. Indicating structural connectivity in Amazonian rainforests from 1986 to 2010 using morphological image processing analysis. International Journal of Remote Sensing, 2013, 34(14): 5187-5200.

[31] Taylor P D, Fahrig L, Henein K, Merriam G. Connectivity is a vital element of landscape structure. Oikos, 1993, 68(3): 571-573.

[32] Clergeau P, Burel F. The role of spatio-temporal patch connectivity at the landscape level: an example in a bird distribution. Landscape Urban Planning, 1997, 38(1/2): 37-43.

[33] Pascual-Hortal L, Saura S. Comparison and development of new graph-based landscape connectivity indices: towards the priorization of habitat patches and corridors for conservation. Landscape Ecology, 2006, 21(7): 959-967.

[34] Saura S, Pascual-Hortal L. A new habitat availability index to integrate connectivity in landscape conservation planning: comparison with existing indices and application to a case study. Landscape Urban Planning, 2007, 83(2): 91-103.

[35] 劉常富, 周彬, 何興元, 陳瑋. 沈陽城市森林景觀連接度距離閾值選擇. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2010, 21(10): 2508-2516.

[36] Walker R, Craighead L. Analyzing wildlife movement corridors in Montana using GIS. Environmental Sciences Research Institute. Proceedings of the 1997 International ArcInfo Users′ Conference, December 10, 2002

[37] 裴丹. 綠色基礎(chǔ)設(shè)施構(gòu)建方法研究述評. 城市規(guī)劃, 2012, 36(5): 84-90.

[38] 周婷, 彭少麟. 邊緣效應(yīng)的空間尺度與測度. 生態(tài)學報, 2008, 28(7): 3322-3333.

[39] 陳利頂, 徐建英, 傅伯杰, 呂一河. 斑塊邊緣效應(yīng)的定量評價及其生態(tài)學意義. 生態(tài)學報, 2004, 24(9): 1827-1832.

[40] 熊春妮, 魏虹, 蘭明娟. 重慶市都市區(qū)綠地景觀的連通性. 生態(tài)學報, 2008, 28(5): 2237-2244.

[41] 侍昊, 鮮明睿, 徐雁南, 薛建輝, 劉海娟. 城市潛在綠色廊道構(gòu)建方法——以常州市為例. 林業(yè)科學, 2013, 49(5): 92-100.

Developing ecological networks based on mspa and the least-cost path method: a case study in bazhong western new district

XU Feng1, YIN Haiwei2,*, KONG Fanhua1, XU Jiangang2

1InternationalInstituteforEarthSystemSciences,NanjingUniversity,Nanjing210023,China2SchoolofArchitectureandUrbanPlanning,NanjingUniversity,Nanjing210093,China

Rapid urbanization and economic development in China has resulted in urban sprawl and has also led to a reduction of natural resources and habitat fragmentation in urban areas. Habitat fragmentation and the resultant decrease in habitat connectivity has become a serious challenge for biodiversity conservation. Green spaces are important habitat resources in the city. The development of green space ecological networks can be used to increase the connectivity between fragmented habitat patches, which promotes urban biological diversity conservation. Taking Bazhong western new district, a rapidly urbanizing area in Sichuan, China, as a case study, a novel method is proposed using Guidos, GIS and the gravity model to develop green space ecological networks.First, the morphological spatial pattern analysis (MSPA) model in the software Guidos was used to identify the main types and structure of green spaces in the landscape. The “cores” and “bridges” were extracted, which will make the foundation of the green space network. Second, using the software Conefor, the integral index of connectivity (IIC), probability of connectivity (PC) and the percentage of importance (dI) of each individual element were used to evaluate the relative importance of these cores and bridges to landscape connectivity. Accordingly, the top ten core patches acting as ecological sources were identified. The remaining cores and bridges were ranked based on their importance in maintaining ecological network connectivity. Finally, using GIS, potential ecological networks were developed using the least-cost path method, and the important corridors were identified using the Gravity model. A plan to optimize the ecological network in the study area was put forward. This research shows that the structural elements, the cores and bridges of ecological networks can be identified via the MSPA method and that landscape connectivity measurements (IIC, PC and dI) provide good quantitative measures of the relative importance of landscape patches, especially when considering landscape patch spatial distributions. The evaluation of landscape patches can help to identify and extract important protected landscape elements. Least-cost path analysis also provides important reference information for evaluating landscape patch habitat quality, which most previous researches have evaluated by subjective assessments. The research results show that the combination of MSPA with measures of landscape connectivity and least-cost path analysis are a novel and useful method for developing green space ecological networks in urban and other fragmented areas. The results will help to guide the development and management of green spaces for biodiversity conservation.

morphological spatial pattern analysis (MSPA); landscape connectivity; least-cost path; ecological networks; bazhong western new district

國家自然科學基金項目(51478217, 31170444); 中央高?；究蒲袠I(yè)務(wù)費專項資金

2014-02-13; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期:

日期:2014-12-04

10.5846/stxb201402130248

*通訊作者Corresponding author.E-mail: qzyinhaiwei@163.com

許峰, 尹海偉, 孔繁花, 徐建剛.基于MSPA與最小路徑方法的巴中西部新城生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建.生態(tài)學報,2015,35(19):6425-6434.

Xu F, Yin H W, Kong F H, Xu J G.Developing ecological networks based on mspa and the least-cost path method: a case study in bazhong western new district .Acta Ecologica Sinica,2015,35(19):6425-6434.