基于MSPA的平潭島生態(tài)網(wǎng)絡構建

高雅玲， 黃 河， 李治慧， 陳凌艷， 何天友， 鄭郁善

(1.福建農(nóng)林大學園林學院；2.福建農(nóng)林大學金山學院，福建 福州350002)

島嶼生物地理學理論認為在同一區(qū)域，綠地面積越大、越集中、越接近圓形則質量越好，綠地斑塊連通性越佳則越有利于物種的擴散和生物的多樣化[1].城市用地的不平衡發(fā)展導致生態(tài)景觀格局破碎，快速的城市化進程加劇了這一過程的發(fā)展，使得城市綠地日趨變小和零碎，斑塊連通性逐漸變差.為了保護城市生態(tài)環(huán)境，改進城市綠地生態(tài)的發(fā)展模式，眾多學者提出了生態(tài)網(wǎng)絡規(guī)劃的概念[2].

生態(tài)網(wǎng)絡主要由生態(tài)斑塊和生態(tài)廊道構成，是以景觀生態(tài)學、島嶼生物地理學、種群理論為基礎，強調綠地的生態(tài)連接、物種保存與擴散、生物多樣性維護和景觀格局優(yōu)化的網(wǎng)絡系統(tǒng)[3-4].針對當前突出的生態(tài)問題，國內(nèi)外學者利用景觀格局指數(shù)與相關模型對生態(tài)網(wǎng)絡進行了模擬[3].生態(tài)網(wǎng)絡規(guī)劃與構建的本質是“點—線—面”的規(guī)劃，其關鍵是點（源斑塊）的選取與線（廊道）的連接.目前，生態(tài)網(wǎng)絡構建方法主要利用圖論、景觀適宜性、最小消費路徑、電流理論等模型[5-6]，該類方法用于城市生態(tài)網(wǎng)絡的構建已有報道[7-11].傳統(tǒng)的斑塊源的選取較為主觀，常以生態(tài)價值較高的自然地作為源斑塊，未考慮斑塊的連通性；當前有學者運用形態(tài)學空間格局分析與連通性分析定量評價斑塊的連通性，使得斑塊源的選擇更為科學[9].廊道的規(guī)劃常用最小消費路徑方法，其利用生態(tài)適宜性原理構建研究區(qū)阻力面，通過計算物種在源斑塊與目標斑塊間遷移所需的最小阻力來提取廊道，由此構成了研究區(qū)的生態(tài)網(wǎng)絡格局（面）[12]；但由最小消費路徑獲得的廊道較多，無法體現(xiàn)源斑塊間廊道的重要程度，因此引入重力模型定量評價斑塊間相互作用力的大小，以確定重要廊道，進而構建生態(tài)網(wǎng)絡[9].

形態(tài)空間格局分析（morphological spatial pattern analysis，MSPA）方法是運用一系列形態(tài)變換的圖形學原理，將圖像經(jīng)腐蝕、擴張、開運算、閉運算等過程進行分割、識別、分類等的處理方法，它將二值圖像分割成互不重疊的 7 種類型：核心區(qū)（core）、孤島（islet）、橋接（bridge）、環(huán)道（loop）、邊緣（edge）、穿孔（perforation）、支線（branch）（表1）[13-14].MSPA方法較早用于森林景觀格局的研究，之后還用于綠色基礎設施網(wǎng)絡時空格局變化分析、綠色基礎設施網(wǎng)絡的構建、生態(tài)網(wǎng)絡連通性分析、生態(tài)網(wǎng)絡源斑塊的確定、生態(tài)網(wǎng)絡的構建等方面[15-18].

本研究以平潭主島（海壇島）為研究區(qū)，以Envi、Guidos、Conefor和GIS為軟件平臺，基于MSPA方法，運用連通性分析、最小耗費距離模型、重力模型等對研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡要素進行識別、提取、篩選及網(wǎng)絡構建，以期為我國海島型城市生態(tài)保護、景觀安全格局、綠地系統(tǒng)等的規(guī)劃與建設提供參考.

1 研究區(qū)概況

平潭，簡稱“嵐”，俗稱海壇，地處福建省東部海域，位于 25°15′N-25°45′N、119°32′E-120°10′E，西接海壇海峽，東臨臺灣海峽，氣候屬南亞熱帶海洋性季風氣候，季風明顯，雨量充沛，陽光充足，四季常青.平潭由以海壇島為主的126個島嶼組成，選擇面積最大的島嶼——海壇島為研究區(qū).海壇島有三十六腳湖、六橋水庫、玉井庫、三橋水庫等，但淡水資源仍顯匱乏.島內(nèi)地貌類型以海積平原為主，中部多海濱平原，北部的平潭君山是島內(nèi)最高山，海拔為434.6 m，南部多低丘，海拔在100～250 m之間.海岸線蜿蜒曲折，海岸類型豐富，包括基巖侵蝕海岸、紅土侵蝕海岸、沙質沉積海岸等.

2 數(shù)據(jù)來源與處理

2.1 數(shù)據(jù)來源

本研究采用的數(shù)據(jù)為2017年4月ETM數(shù)據(jù)（分辨率30 m，全色波段為15 m）和DEM數(shù)據(jù)（地理空間數(shù)據(jù)云），基礎道路為2016年OSM矢量數(shù)據(jù).

2.2 數(shù)據(jù)處理

先利用Envi軟件將ETM數(shù)據(jù)進行影像預處理，其步驟為輻射定標—大氣校正—多光譜融合—裁剪.然后，利用監(jiān)督分類與目視解譯方法獲取研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖.按照研究區(qū)自然現(xiàn)狀與研究目的將平潭島土地利用類型劃分為林地、農(nóng)田、未利用地、水體、建設用地5類，最終得到柵格大小15 m×15 m的土地利用類型圖（圖1）.

3 研究方法

3.1 生態(tài)網(wǎng)絡源斑塊的識別

3.1.1 基于MSPA的景觀格局分析 景觀格局的形成與變化是由人類活動干擾與自然狀況雙重作用的結果.基于MSPA的景觀格局分析能夠精確地分辨出對生態(tài)保護具有重要作用的結構性要素.

Guidos軟件是MSPA的重要工具，該軟件參數(shù)設置為鄰域規(guī)則8和邊緣寬度1，對柵格數(shù)據(jù)進行分析，將得到互不重疊的7類景觀[14].其結果能直接表現(xiàn)核心區(qū)面積及廊道的數(shù)量等結構性要素，核心區(qū)面積越大表明生態(tài)條件越好，廊道越多則連通性越好.

圖1 土地利用類型圖Fig.1 Map of land use types

根據(jù)島嶼生物地理學理論及其相關研究成果，以及國際自然與自然資源保護聯(lián)盟（IUCN World Conservation Strategy）相關觀點，核心區(qū)的選擇應考慮斑塊面積和連通性兩個方面[1].因此，提取大于1 hm2的核心區(qū)作為后續(xù)連通性分析的生態(tài)斑塊.

3.1.2 景觀連通性評價 景觀連通性是研究斑塊之間的物種遷移、物質能量交換、信息流通的生物運動能力，景觀連通性好則對維持整個生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定和保護生物多樣性具有重要意義[19].景觀連通性評價方法較多，總體上可分為結構與功能的評價，圖論方法既可量化結構性連接也可量化功能性連接，是目前用于景觀連通性評價的常用方法[3-4].基于圖論的連通性評價常采用整體連通性指數(shù)（integral index of connectivity， IIC）、可能連通性（probability of connectivity， PC）及斑塊重要性（importance， dI）3個景觀指數(shù)來衡量景觀中結構性與功能性連接的重要指標[20].

式中，n表示景觀中斑塊總數(shù)量，ai和aj是斑塊i和斑塊j的貢獻值（本研究中指面積），AL指景觀總面積，nlij指i和j之間的連接數(shù)量，pij是物種在i與j之間擴散的最大可能性.I為景觀連接度值，Iremove為某斑塊移除后景觀的連接度值.

利用Conefor 2.6軟件進行連通性分析，將連接距離閾值設為500 m[21].

3.2 生態(tài)網(wǎng)絡廊道的提取

3.2.1 基于最小耗費距離模型的潛在廊道提取 最小耗費距離模型是通過計算源與目標間各柵格單元的景觀阻力總和，從中選擇最小累積阻力路徑作為物種擴散的最佳路徑的一種方法[21].利用最小耗費距離模型提取潛在生態(tài)廊道的步驟：（1）阻力因子的確定；（2）基于專家打分法的阻力因子權重的確定與阻力值的確定；（3）創(chuàng)建各類型阻力柵格，并構建研究區(qū)景觀阻力面；（4）計算各核心區(qū)間柵格數(shù)據(jù)的最小消費成本；（5）潛在生態(tài)廊道的提取.

3.2.2 基于重力模型的重要廊道提取 潛在生態(tài)廊道的重要性是通過重力模型定量評價源斑塊間作用力的大小來表征[22]，作用力越大表明廊道越重要.重力模型的計算方法如下：

式中，Gab為核心斑塊a、b之間的相互作用力，Ma和Mb為a和b兩斑塊的權重值，Dab是a、b兩斑塊潛在廊道阻力的標準化值，Sa和Sb為斑塊a和b的面積，Pa和Pb為斑塊a和b的阻力值，Lab為斑塊a、b之間的阻力值，Lmax為所有廊道累積阻力的最大值.

4 平潭島生態(tài)網(wǎng)絡的構建

4.1 生態(tài)網(wǎng)絡源斑塊的分析與識別

4.1.1 基于MSPA的景觀格局分析 根據(jù)研究區(qū)土地利用類型圖，將林地和水體作為MSPA的前景，其他土地利用類型為背景，將其轉化成二值柵格圖像.由于研究區(qū)面積較小，為27100 hm2，將柵格設為15 m×15 m，經(jīng)驗證，該尺度能夠較好地保留研究區(qū)重要的景觀要素，滿足研究精度要求.運用Guidos軟件，對柵格數(shù)據(jù)進行分析，得到互不重疊的7類景觀（圖2）.

圖2 基于MSPA的景觀類型圖Fig.2 Landscape type pattern based on MSPA

對分析結果進行統(tǒng)計（表2）可知，研究區(qū)內(nèi)對生態(tài)保護具有重要作用的景觀面積共16320 hm2，占總面積的55.14%，生態(tài)基底較好.研究區(qū)核心區(qū)面積12567.5 hm2，占景觀面積的77.00%.核心區(qū)在研究區(qū)南、北部分布較為密集且均勻，景觀連通性好；東部分布相對較少且分散，景觀破碎嚴重且連通性較差，與其他核心區(qū)間的生物信息交流機會較少.橋接面積為187.4 hm2，占景觀面積的1.15%，在中部地區(qū)分布較多，說明其景觀破碎較嚴重.孤島面積為206.3 hm2，占景觀面積的1.27%.穿孔和邊緣區(qū)具有邊緣效應，研究區(qū)內(nèi)穿孔面積為453.8 hm2，邊緣區(qū)為 2256.4 hm2，分別占景觀面積的 2.78%和 13.82%.環(huán)道面積為186.9 hm2，占景觀面積的 1.15%.支線面積為 461.9 hm2，占景觀面積的 2.83%（表 2）.

表2 基于MSPA的景觀類型統(tǒng)計1)Table 2 Statistics of landscape type based on MSPA

4.1.2 連通性分析 將MSPA結果中大于1 hm2的303個核心區(qū)進行連通性分析，結果見圖3.選擇面積不小于50 hm2且dPC≥4的區(qū)域作為源斑塊，共提取出10個源斑塊（表3）.

圖3 斑塊連通性分析Fig.3 Connectivity analysis of patches

圖3 顯示，研究區(qū)內(nèi)連通性最好的斑塊分布于研究區(qū)東北部和南部，表明該區(qū)域有利于物種的擴散與保護；北部和西部次之；中部和東部連通性較差，景觀破碎較為嚴重，其主要原因是東部受臺灣海峽海風影響嚴重，植被生長狀況較差，而中部地區(qū)海拔較低，較為平坦，是建城區(qū)，受人為干擾嚴重.總體而言，研究區(qū)南北兩側景觀連通性呈兩極分化狀態(tài)，不利于兩側物種交流與擴散，需要在中部建立踏腳石以加強南北的連接；而東部是風口，應加大防風林帶的建設.此外，本研究選取的10個源斑塊大多分布于研究區(qū)的南部和北部，且主要為自然山體或風景名勝區(qū)，如君山風景名勝區(qū)和海島國家森林公園（斑塊5）、南寨山風景名勝區(qū)（斑塊9）、龍頭山（斑塊2）和?？兩剑ò邏K10）等.

表3 核心區(qū)10個源斑塊的連通性指數(shù)Table 3 Connectivity index of 10 source areas in the core region

4.2 生態(tài)網(wǎng)絡廊道的識別與分析

4.2.1 潛在生態(tài)廊道的識別 將提取的10個源斑塊作為廊道連接的源與目標，根據(jù)不同景觀類型對物種生存、繁衍和遷徙的阻力不同，設置MSPA景觀類型、土地利用類型、坡度、高程、主干道長度和次干道長度6個方面33個因子，制定5個定級變量（很大、較大、一般、較小、?。?先通過向15位生態(tài)規(guī)劃領域的專家發(fā)放問卷并收集數(shù)據(jù)，分析得出各阻力層權重系數(shù)（表4）；然后結合平潭島生態(tài)狀況、相關生態(tài)因子特征、相關研究分別對33個因子賦值（5、4、3、2、1）；最后將各權重系數(shù)與因子阻力值加權疊加，利用GIS空間疊加分析構建研究區(qū)景觀阻力面（圖4），并利用最小耗費距離模型計算出45條潛在生態(tài)廊道.

表4 各景觀類型權重與阻力值Table 4 Weight and resistance value of each landscape type

圖4 研究區(qū)景觀阻力面Fig.4 Resistance surface of the study area

4.2.2 重要生態(tài)廊道的識別 運用重力模型計算10個源斑塊相互作用力的大小，并構建作用力矩陣（表5）.根據(jù)矩陣表與研究區(qū)現(xiàn)狀，選擇源斑塊間相互作用力大于500的廊道作為重要廊道，共18條，其他作為一般廊道，得到研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡（圖5）.

表5顯示，斑塊1與3相互作用力最強，表明研究區(qū)內(nèi)這兩個源斑塊關聯(lián)性最強，物種在兩斑塊間擴散運動所克服的阻力最小，物質交換與流通最為便利，物種遷移可能性較大.因此，加強源斑塊1與3之間的廊道建設與保護，可以較好地促進研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡的連通性和物種保護.斑塊3與10相互作用力最小，表明這兩個源斑塊之間景觀阻力較大，不利于物種的擴散，因此應加大兩斑塊間生態(tài)適宜性的建設，加強其連通性.由表5、圖5可知，源斑塊2與目標斑塊1、3、4、5、6均有連接，在所有斑塊中規(guī)劃廊道連接數(shù)量最多，因此該斑塊最為穩(wěn)定.斑塊10由于地理位置的問題，規(guī)劃廊道僅連接斑塊8和9，因此，除加強新廊道的保護與建設外，應注重斑塊10周邊用地的生態(tài)適宜性，以增加其連通性.

表5 基于重力模型的斑塊間的相互作用矩陣Table 5 Interaction matrix between patches based on gravity model

圖5 研究區(qū)潛在生態(tài)廊道Fig.5 Potential ecological corridor in the study area

5 討論與結論

5.1 討論

（1）邊緣效應是生態(tài)學中的重要概念，尺度問題也是當前生態(tài)學研究的重點，研究尺度不同獲得的結果就不同.不同的研究對象與物種，其棲息地邊緣效應的寬度不同，應根據(jù)相關的數(shù)據(jù)設置研究尺度和邊緣寬度[23].MSPA方法可以快速獲取生態(tài)源斑塊，但對研究的景觀尺度較為敏感，在相同研究區(qū)域內(nèi)柵格大小設置不同其結果也不同，增大柵格會使部分孤島消失，較小的核心區(qū)變成孤島，從而影響分析結果和景觀格局[21].本研究經(jīng)過多次對比后選用15 m×15 m的柵格大小，基本滿足研究要求.另外，利用MSPA方法時邊緣寬度設置也會影響分類結果，且其影響更大（相對柵格大小的變化幅度），但邊緣寬度的變化不會改變MSPA景觀格局.本研究區(qū)域相對較小，斑塊棲息地生態(tài)物性和物種差別不大，因此將邊緣寬度設定為15 m[20].

（2）在利用Conefor 2.6進行連通性分析時，需要設置連通的距離閾值，該值的大小會影響dIIC和dPC的結果.當斑塊間距離大于該閾值時，表示兩斑塊間不連通，所以增大距離閾值會提高研究區(qū)的連通性[8].距離閾值的設置需考慮物種的擴散距離，不同物種擴散的距離也不同.本研究使用500 m作為距離閾值，連通概率為 0.5[24].

（3）景觀阻力的賦值對廊道的選取影響較大，目前國內(nèi)外對景觀阻力值的設置還沒有統(tǒng)一標準，且研究區(qū)的物種詳細資料不易獲取，難以根據(jù)不同物種的生態(tài)特性進行阻力賦值[23].因此，本研究根據(jù)研究區(qū)自然地理狀況，利用可獲取且具代表性的高程、坡度、土地利用類型、MSPA景觀類型、道路等因素作為賦值依據(jù)，通過專家打分法進行賦值，構建了綜合阻力面，彌補了研究地物種信息不詳?shù)娜毕荩悄壳皯幂^廣的方法，但科學性與精確性有待加強.

5.2 結論

（1）本研究引入MSPA方法、景觀連通性分析、最小耗費距離模型及重力模型，對研究區(qū)的源斑塊進行提取、識別，構建了生態(tài)網(wǎng)絡，同時優(yōu)化了研究區(qū)景觀格局.

（2）本研究利用MSPA方法分析了研究區(qū)景觀格局，識別出構成景觀格局的7類景觀，定量分析了其現(xiàn)狀.該方法利用圖形學理論，用較少的數(shù)據(jù)獲得較為精確的景觀分布狀況，是景觀格局分析的有益探索.

（3）結合MSPA與連通性分析，依據(jù)dPC和dIIC兩個指標及斑塊面積提取了10個重要源斑塊.其選取過程定量化，避免了傳統(tǒng)的人為選擇源斑塊的主觀性；同時，避免了連通性好但面積較小的斑塊被漏選的情況，該類綠地亦是物種重要的棲息地.

（4）運用專家打分法與GIS空間分析法得到研究區(qū)綜合阻力面，利用最小消費路徑模型規(guī)劃出45條潛在生態(tài)廊道，進而構建生態(tài)網(wǎng)絡；基于重力模型定量評價了源斑塊間的相互作用力，從而確定生態(tài)廊道的重要性，優(yōu)化研究區(qū)的生態(tài)網(wǎng)絡.最小消費路徑模型能定量分析物種遷移的最佳路徑，重力模型能推斷斑塊間物種擴散的可能性，進而科學規(guī)劃生態(tài)廊道和判斷廊道建設的必要性.