基于MCR模型的天府新區(qū)生態(tài)廊道構(gòu)建

侯曉云, 許戈, 王疆評, 黎燕瓊, 毛穎娟

四川省林業(yè)科學(xué)研究院，森林和濕地生態(tài)恢復(fù)與保育四川重點實驗室，四川 成都 610081

由于我國正處于城市高速發(fā)展階段，城市開發(fā)、人口和經(jīng)濟快速增長導(dǎo)致區(qū)域內(nèi)土地利用類型發(fā)生變化，景觀破碎化嚴重，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)能力降低[1]。在此背景下，2019年中共中央國務(wù)院發(fā)布《中共中央國務(wù)院關(guān)于建立國土空間體系并監(jiān)督實施的若干意見》明確提出構(gòu)建生態(tài)廊道和生態(tài)網(wǎng)絡(luò)。對于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的研究，我國較歐美相比起步晚，國內(nèi)學(xué)者的研究主要與景觀生態(tài)學(xué)、景觀生態(tài)規(guī)劃和群落生態(tài)學(xué)等方面相聯(lián)系[2]。生態(tài)廊道構(gòu)建以“斑塊—廊道—基質(zhì)”為基礎(chǔ)[3]，運用方法最多的是最小累積阻力模型、電路理論。劉曉陽、榮月靜等人已運用MCR模型，對廈門市、雄安新區(qū)等地區(qū)進行了一系列生態(tài)廊道的規(guī)劃研究，并進行了規(guī)劃實踐運用[4-5]。成都市國土空間總體規(guī)劃中提到，位于南拓的天府新區(qū)成都直管區(qū)被定義為公園城市示范區(qū)。本文以天府新區(qū)為研究對象，基于MSPA和景觀連通性分析，通過最小累計阻力和重力模型科學(xué)的識別潛在的生態(tài)廊道，以期為天府新區(qū)生態(tài)建設(shè)工作提供科學(xué)指導(dǎo)，為區(qū)域生態(tài)規(guī)劃提供理論依據(jù)，完善和優(yōu)化天府新區(qū)綠色網(wǎng)絡(luò)體系。

1 研究區(qū)概況

四川天府新區(qū)由2個片區(qū)組成，包括天府新區(qū)成都片區(qū)和天府新區(qū)眉山片區(qū)，總面積為1 578 km2；本研究以成都片區(qū)的天府新區(qū)為研究對象，面積562.18 km2，其中，林地面積134.26 km2，占轄區(qū)總面積的23.88%，水域面積26.52 km2，占轄區(qū)總面積的4.72%。天府新區(qū)成都直管區(qū)屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，溫暖濕潤，雨量充沛，東部的龍泉山區(qū)域是森林植被的集中分布區(qū)，區(qū)內(nèi)植被型主要以亞熱帶常綠闊葉林為主，有維管束植物158科523屬903種，其中有國家重點保護植物桫欏（Alsophila spinulosa）、銀杏（Ginkgo biloba）、連香樹（Cercidiphyllum japonicum）等16種；野生脊椎動物31目74科241種，其中包括青頭潛鴨、鴛鴦、花臉鴨等珍稀瀕危動物。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

本研究數(shù)據(jù)采用2020年林地一張圖和DEM高程數(shù)據(jù)。

數(shù)據(jù)處理過程：利用ArcGIS從2020年林地一張圖中提取出地類數(shù)據(jù)，按照土地利用屬性重新分類，將研究區(qū)用地分為林地、宜林地、水域、耕地和建筑用地5類，得到土地利用分類圖（見圖1）。

2.2 研究方法

2.2.1 基于MSPA模型的景觀格局分析

MSPA分析法基于形態(tài)學(xué)原理對柵格圖像進行空間解譯，精確劃分景觀生態(tài)結(jié)構(gòu)與類型[6-7]。依據(jù)土地利用數(shù)據(jù)和生物多樣性調(diào)查數(shù)據(jù)，將林地和水域作為前景，其他用地為背景，所有數(shù)據(jù)二值化柵格處理，運用Guidos Toolbox 2.8軟件，采用八領(lǐng)域分析法[9]提取核心區(qū)、孔隙、橋接區(qū)等7類景觀類型（見表1）。

2.2.2 基于斑塊重要性的生態(tài)源地識別

通過MSPA分析可提取出核心區(qū)景觀類型，需對核心區(qū)進行景觀連通性分析，以便識別出生態(tài)功能重要的且面積大的生態(tài)源地。本研究基于文獻及咨詢相關(guān)領(lǐng)域?qū)＜覍W(xué)者[10-11]，選用2種景觀連通指數(shù)來分析斑塊間的連通性。具體計算公式[12-13]如下：

式中，n為斑塊數(shù)量；ai和aj為斑塊i、j的面積；AL為景觀總面積；Pij為物種在斑塊i、j間擴散的最大概率；PCremove為將該斑塊剔除后景觀整體性的連通性。

根據(jù)其他城市實踐經(jīng)驗[14]，將斑塊連接距離閾值設(shè)置為2.5 km，連通概率定為0.5[15-16]。通過景觀連通性指數(shù)定量評價了核心區(qū)斑塊間的連通性，根據(jù)斑塊面積和dPC值，將面積＞0.3 km2且dPC＞1的斑塊作為生態(tài)源地。

2.2.3 基于MCR模型的網(wǎng)絡(luò)廊道構(gòu)建

應(yīng)用MCR模型的關(guān)鍵在于構(gòu)建景觀阻力面，生物在區(qū)域內(nèi)流動需克服不同阻力景觀，本研究阻力因子選取了3個，包括土地利用類型、高程因子和坡度因子。采用專家調(diào)查法及參考相關(guān)文獻[17-19]，根據(jù)阻力因子對景觀類型的影響程度，對各層阻力因子進行賦值（見表2），并合理分配權(quán)重，最后形成綜合阻力值分布圖3。

圖1 土地利用分類圖Fig.1 Classification map of land use types

表1 MSPA景觀類型及含義[8]Tab.1 MSPA landscape types and meanings

利用MCR模型是通過計算生態(tài)源地與目標地的最小消耗路徑來確定生物遷徙和擴散的最佳路徑[20]。公式[21]如下：

式中，f為MCR與變量Dij和Ri之間正比例函數(shù)；Dij為物質(zhì)或能量從j至i的空間距離；Ri為景觀i的阻力值。

圖2 MSPA景觀格局圖Fig.2 MSPA landscape pattern

表2 生態(tài)阻力因子分類及權(quán)重Tab.2 Classification and weight of ecological resistance factors

2.2.4 基于重力模型的重要生態(tài)廊道識別

重力模型可以計算生態(tài)源地間的相互作用矩陣，兩源地間相互作用力值越高，表明兩源地間的生態(tài)廊道在研究區(qū)生態(tài)服務(wù)系統(tǒng)中越重要[22-23]。計算公式[24]為：

圖3 綜合阻力分布圖Fig.3 Comprehensive resistance distribution diagram

式中，F(xiàn)ab為源地a和b的相互作用力；Ni、Nj為i、j的權(quán)重值；Dij為源地i、j間潛在廊道的阻力值；Lmax為研究區(qū)內(nèi)潛在廊道最大阻力值；Si、Sj分別為i和j的面積；Lij為i到j(luò)之間潛在廊道的累積阻力值；Pi、Pj為i和j的平均阻力值。

3 結(jié)果與分析

3.1 基于MSPA的景觀格局分析

基于MSPA分析下的天府新區(qū)5種景觀要素面積158.64 km2，占研究區(qū)總面積的28.22%，生態(tài)基地一般。核心區(qū)主要分布在天府新區(qū)東部，面積達93.19 km2，占景觀類型的58.74%，主要分布于東部的龍泉山脈，整體性強，其他區(qū)域破碎化程度高，景觀連通性差。邊緣區(qū)面積相對較大，占景觀類型36.94%，表明核心區(qū)斑塊整體穩(wěn)定性較好。橋接區(qū)是連接核心區(qū)斑塊間物質(zhì)能量交流的紐帶，其面積2.27 km2，占景觀類型1.43%（見表3）?？紫逗铜h(huán)道區(qū)占比相對較小，并且缺少孤島，孤島是生物擴散與遷徙中的腳踏石，這極大的影響了生物間的交流與擴散。

3.2 生態(tài)源地斑塊分析

由表4可知，提取的14塊重要生態(tài)源地面積為54.37 km2，占核心區(qū)面積的34.27%，要集中于東部龍泉山脈的林地區(qū)域，表明該區(qū)域景觀連通性較好。西北部城市化程度高，生態(tài)源地分布極少，需要進一步構(gòu)建西部的生態(tài)廊道，優(yōu)化天府新區(qū)生境的完整性（見圖4）。

表3 研究區(qū)MSPA景觀類型分類統(tǒng)計表Tab.3 Statistical table of MSPA landscape types classification in the study area

表4 源地重要性指數(shù)及面積Tab.4 Importance index and area of source areas

從源地面積看，總體上源地面積差異較大，東部10號源地面積最大，達34.93 km2，且dPC也最大，表明10號源地在研究區(qū)最為重要；11號源地面積最小，僅有0.32 km2，dPC值較小，表明斑塊破碎化嚴重，在生態(tài)系統(tǒng)中重要性小，需改善生態(tài)環(huán)境，提升斑塊完整性。此外，面積＞1的源地有5處，分別是源地8、10、12、13和14；其他均為0.3~1 km2。源地面積的大小也可以從側(cè)面充分反映出源地斑塊間豐富度、能量和養(yǎng)分的差異[25]。

3.3 生態(tài)廊道分析

通過ArcGIS10.8的成本路徑分析工具，模擬14塊生態(tài)源地間最小累積阻力路徑，研究區(qū)共構(gòu)建91條總長度776.19 km2潛在生態(tài)廊道（見圖5）。生態(tài)廊道主要分布在中部及東部，西部城市化程度高，景觀破碎、連通性差，阻力值高。引入重力模型（見公式4）科學(xué)的對生態(tài)廊道進行評價，得出吸引力矩陣（見表5），其生態(tài)源地間相互作用力值越大，表明物質(zhì)與能量交流可能性越大。其中，起始源地6號和7號、1號和5號源地間吸引力大，分別為2 069.09和523.57，表明兩源地間關(guān)聯(lián)度高，物質(zhì)交換程度高，源地之間的廊道需重點保護；9號與1~7號斑塊間相互作用力小，兩源地間生物遷徙需耗費的成本高，生物交流的可能性低。在綠地系統(tǒng)規(guī)劃中，可通過生態(tài)源地建設(shè)等方式來提升斑塊間的連通性，確保物種信息能夠有效傳播。

圖4 生態(tài)源地分布圖Fig.4 Distribution map of ecological sources

圖5 潛在生態(tài)廊道分布圖Fig.5 Distribution map of potential ecological corridors

表5 基于重力模型的生態(tài)源地相互作用矩陣Tab.5 Interaction matrix of ecological source based on gravity model

結(jié)合前人研究經(jīng)驗，本研究將廊道劃分為三級，其中吸引力＞20劃為一級廊道，5＜吸引力＜20劃為二級廊道，0＜吸引力＜5劃為三級廊道，一、二、三級廊道分別有18、30、45條。Juan A和Rohling J等團隊研究表明，生態(tài)廊道分別在60 m、46~152 m可滿足生物遷徙和生物保護功能[26-27]，基于前人學(xué)者實證經(jīng)驗，本研究將廊道寬度設(shè)定將一級廊道、二級廊道、三級廊道寬度分別設(shè)置為100 m、80 m和60 m，提高源地斑塊間生物交流的可能性，保護生物多樣性。從得到的研究區(qū)生態(tài)廊道構(gòu)建圖來看，一級廊道主要分布于生態(tài)廊道的外圍，數(shù)量較少，但在生態(tài)服務(wù)系中發(fā)揮重要作用，應(yīng)重點保護；二級廊道主要分布于生態(tài)廊道的中部，連接中部和東部的生態(tài)源地；三級廊道分布于生態(tài)廊道的東部，貫穿于南北兩地，使得研究區(qū)域形成較好的生態(tài)屏障。

除此之外，將潛在廊道與林地、水域、建筑用地等面積對比，可知廊道在林地中的面積為60.83 km2，占總廊道面積52.34%，表明林地是天府新區(qū)生態(tài)廊道的主要素，可通過森林撫育、退化林修復(fù)等方式，對該區(qū)域林地生境進行保護；天府新區(qū)水域資源豐富，水域面積占總廊道面積9.66%，可有效合理構(gòu)建生態(tài)廊道，減少建設(shè)成本。建設(shè)用地會極大地阻礙生物遷徙，占潛在廊道面積的5.22%，未來城市化進程中，應(yīng)注意避免建設(shè)用地占用生態(tài)廊道。

4 結(jié)論與討論

被定義為公園城市示范區(qū)的天府新區(qū)是成都是重要的生態(tài)保護區(qū)，《成都市美麗宜居公園城市規(guī)劃（2018—2035）》中強調(diào)要加強生物多樣性保護，構(gòu)建三級生態(tài)廊道網(wǎng)絡(luò)。因此，本研究使用熱點分析方法識別生態(tài)源地，構(gòu)建天府新區(qū)生態(tài)廊道。研究得出，成都片區(qū)天府新區(qū)生態(tài)源地14個，生態(tài)廊道91條。生態(tài)源地面積占研究區(qū)面積的10%，共54.37 km2，集中分布在天府新區(qū)東部，西部的景觀連通性差，阻礙了東西部生物之間交流，需加強對中部源地斑塊進行緩沖保護。潛在生態(tài)廊道總長度和總面積分別為776.19 km2、116.22 km2，集中分布在中部及東部，西部無廊道分布，這是因為西部城市化程度高，人口迅速增長，人為活動影響了生態(tài)景觀格局的變化。生態(tài)源地間的吸引力存在明顯差異，最低值為0，最高值達2 069.09，源地間關(guān)聯(lián)強度高的廊道需重點保護?？臻g用地分析顯示，生態(tài)廊道在林地、水域中的占比分別為52.34%、9.66%，建設(shè)用地占比較小，僅為5.22%，加強研究區(qū)林地和水域生境保護。

研究結(jié)果對優(yōu)化成都片區(qū)天府新區(qū)生態(tài)格局具有現(xiàn)實意義，可指導(dǎo)區(qū)域生態(tài)文明建設(shè)。但在生態(tài)廊道網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建的過程中也存在以下不足：（1）生態(tài)源地提取具有主觀性，大多選擇提取面積較大、完整度較高的生態(tài)斑塊，忽視了生態(tài)源地在景觀格局中的連通價值，后續(xù)可結(jié)合生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值定量來提取生態(tài)源地；（2）構(gòu)建生態(tài)阻力面時統(tǒng)一選取了土地利用現(xiàn)狀、高程和坡度三大影響因子，選取的影響因子不盡全面，影響結(jié)果準確性。今后應(yīng)針對特定物種遷徙特性進行賦值，構(gòu)建更為科學(xué)的生態(tài)阻力面；（3）阻力面構(gòu)建時，各項影響因子的系數(shù)及賦值往往依賴于專家打分制度，夾雜著專家的主觀因素，不能客觀的考慮各項影響因子對生物遷移、擴散的阻礙程度；（4）生態(tài)廊道寬度的設(shè)置沒有公認的標準[19]。廊道寬度設(shè)置是依據(jù)參照前人研究經(jīng)驗，具有主觀因素，今后研究的方向應(yīng)根據(jù)物種的遷徙特性來設(shè)置生態(tài)廊道寬度。