內(nèi)蒙古土默特左旗生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化
——基于MSPA 與MCR 模型分析

韓 冰 韓 軼 秦富倉 王新雅 段廣德

1 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院 呼和浩特 010010

2 呼和浩特環(huán)保投資有限公司 呼和浩特 010000

3 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)草原與資源環(huán)境學(xué)院 呼和浩特 010010

隨著城市化進(jìn)程的加速, 土地空間需求日益增大, 人地矛盾日益突出, 區(qū)域生態(tài)環(huán)境遭到不同程度的破壞, 土地荒漠化和沙化、 草場退化、 水土流失等生態(tài)問題日益突出, 對區(qū)域內(nèi)物種的正常遷移和物質(zhì)交換造成極大的威脅[1]。研究表明, 建立生態(tài)網(wǎng)絡(luò)為物種遷移以及物質(zhì)交換提供通道, 對維護(hù)區(qū)域生態(tài)安全, 促進(jìn)區(qū)域可持續(xù)發(fā)展具有重要意義[2]。 “源地識別－建立阻力面－廊道提取－構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)” 是目前生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建研究廣泛采取的方法框架[3]。 近幾年越來越多的研究者利用形態(tài)學(xué)空間格局分析(Morphological spatial pattern analysis, MSPA) 方法科學(xué)定量識別生態(tài)源地[4－6], 許峰等[7]基于MSPA 法在Guidos 中根據(jù)研究區(qū)土地覆被現(xiàn)狀識別出具有重要生態(tài)學(xué)意義的核心區(qū)作為生態(tài)源地； 史芳寧等[8]根據(jù)研究區(qū)河流流域的自然現(xiàn)狀, 注重大面積自然綠地對區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的作用, 并為生物多樣性保護(hù)提供了方法和建議以及修復(fù)和優(yōu)化對策。 構(gòu)建阻力面的方法主要有土地利用類型賦值法與生境質(zhì)量評分法[9],Lookingbill 等[10]在擴(kuò)散模型中將物種的遷移規(guī)律作為影響因素評估斑塊間阻力, 何建華等[11]在阻力面構(gòu)建中將區(qū)域人類活動強(qiáng)度因素作為阻力因子。 最小累積阻力模型(Minimal cumulative resistance model, MCR)、 圖論以及電路模型[12－13]等方法是提取生態(tài)廊道的主要手段, 其中MCR 模型能夠綜合考慮區(qū)域內(nèi)自然環(huán)境以及人類活動干擾等多方面因素, 較為客觀地判斷并模擬生成潛在的生態(tài)廊道[14]。 陳濤等[15]]基于MCR 模型與功能性連接度, 提取鳥類在研究區(qū)的飛行廊道從而優(yōu)化城區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)； 楊?yuàn)檴櫟萚16]基于研究區(qū)生態(tài)紅線的劃分和MCR 模型, 確定區(qū)域生態(tài)安全格局組分的空間分布。

土默特左旗是呼包鄂經(jīng)濟(jì)區(qū)與呼包銀榆經(jīng)濟(jì)區(qū)的重要節(jié)點(diǎn)旗, 土地用地類型較為單一且兩極分化嚴(yán)重, 干擾景觀格局結(jié)構(gòu)和質(zhì)量, 生態(tài)脆弱性較為明顯, 空間異質(zhì)性較為突出, 保護(hù)與發(fā)展的矛盾在本研究區(qū)較為強(qiáng)烈。 基于此, 通過MSPA 方法與MCR 模型構(gòu)建土默特左旗生態(tài)網(wǎng)絡(luò)并量化網(wǎng)絡(luò)布局特征, 以期為我國北方旗縣范圍內(nèi)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建后續(xù)研究提供參考。

1 研究區(qū)概況

土默特左旗位于內(nèi)蒙古自治區(qū)呼和浩特市西郊大青山南麓的土默川平原, 北與武川縣相鄰,南與托克托縣、 和林格爾縣相鄰, 東與呼和浩特市區(qū)相連, 西與包頭市土默特右旗相鄰, 總面積2 779km2。

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與預(yù)處理

本研究的遙感影像數(shù)據(jù)是Landsat 8 衛(wèi)星數(shù)字產(chǎn)品, 分辨率為30 m×30 m, 且云量低于4%, 考慮研究內(nèi)容對于數(shù)據(jù)質(zhì)量與精度的要求, 選擇成像時(shí)間為2000 年8 月17 日與2018 年5 月18 日。

利用ENVI 5.1 軟件對2000、 2018 年土默特左旗的遙感影像處理后, 以最大擬然法的設(shè)定作為依據(jù)并參考?土地利用現(xiàn)狀分類?(GB/T 21010－2017) 和區(qū)域?qū)嶋H情況進(jìn)行監(jiān)督分類, 將土地利用類型分為林地、 耕地、 水體、 草地、 建設(shè)用地、未利用地共6 種。 Kappa 系數(shù)為0.857 3、 0.822 9, 表明本文對研究區(qū)進(jìn)行的土地利用分類精度很高。

2.2 基于MSPA 的景觀要素識別與分類

將研究區(qū)2018 年的土地利用類型柵格數(shù)據(jù)(30 m×30 m) 轉(zhuǎn)換為前景和背景的二值數(shù)據(jù), 其中前景為需要分析的生態(tài)空間即水體、 林地、 草地, 背景為城鄉(xiāng)工礦用地即耕地、 建設(shè)用地、 未利用地。 基于GuidosToolbox 軟件進(jìn)行MSPA 景觀類型識別, 將景觀類型劃分為7 種類型, 即核心區(qū)(Core)、 連接橋(Bridge)、 環(huán)島(Loop)、 支線(Branch)、 邊緣區(qū)(Edge)、 孔隙(Perforation)和孤島(Islet)。

2.3 景觀連通性評價(jià)和生態(tài)源地的提取

本研究采用具有代表性的可能連通性指數(shù)(PC)、 整體連通性指數(shù)(IIC) 和斑塊重要性指數(shù)(dPC), 參考相關(guān)研究[17], 在Conefor 2.6 中設(shè)置連接距離閾值為1 000 m, 連接概率為0.5,根據(jù)連接重要性指數(shù)(dI) 以及面積大于0.5 km2且dPC ≥0.1 的斑塊作為生態(tài)源地。 計(jì)算公式如下:

式(1) ~ (3) 中:n為斑塊數(shù)量；ai和aj分別為斑塊i和j的面積；為在不同斑塊中物種移動的最大可能性；PCremove為去除某斑塊后景觀整體連通指數(shù)；nlij為i和j之間的連接數(shù)量。

2.4 基于最小阻力(MCR) 模型的生態(tài)廊道提取

提取生態(tài)廊道首先要構(gòu)建綜合阻力面。 通過專家對MSPA 景觀類型數(shù)據(jù)以及土地利用分類數(shù)據(jù)、 高程數(shù)據(jù)和坡度數(shù)據(jù)所建立的阻力層進(jìn)行打分得到阻力層權(quán)重系數(shù)和對應(yīng)阻力值(表1)。 綜合阻力面的計(jì)算公式如下:

表1 各阻力因子阻力值及權(quán)重

式(4) 中:i為柵格；n為阻力因子數(shù)量；Wi為阻力因子權(quán)重；Aij為柵格中阻力因子的阻力值。

利用ArcGIS 軟件將生態(tài)源地轉(zhuǎn)為點(diǎn), 基于綜合阻力面使用成本距離工具計(jì)算源點(diǎn)之間最小累積成本距離并生成成本回溯鏈接?xùn)鸥? 剔除重復(fù)冗雜的廊道后生成潛在生態(tài)廊道[18]。 最小累積阻力模型(MCR) 計(jì)算公式如下:

式(5) 中:Dij為生態(tài)源地j到空間單元i的距離；Ri為經(jīng)過空間i需克服的阻力值；fmin代表正相關(guān)函數(shù)。

2.5 基于重力模型的重要生態(tài)廊道識別

當(dāng)生態(tài)引力值越大時(shí), 源地之間的阻力值越小, 交互作用越強(qiáng), 則說明廊道越重要。 計(jì)算公式如下:

式(6) 中:Gij為i和j兩點(diǎn)間的交互作用強(qiáng)度；Ni和Nj為斑塊i和j的權(quán)重；Dij為斑塊i與j間廊道阻力標(biāo)準(zhǔn)值。

2.6 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)評價(jià)

通過計(jì)算生態(tài)廊道網(wǎng)絡(luò)閉合指數(shù)(α 指數(shù))、網(wǎng)絡(luò)連接度指數(shù)(β 指數(shù))、 網(wǎng)絡(luò)連通率指數(shù)(γ指數(shù)) 反映區(qū)域內(nèi)生態(tài)源地與生態(tài)廊道之間的連通關(guān)系以及所形成生態(tài)廊道網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)的復(fù)雜程度[19]。 各指數(shù)計(jì)算公式如下:

式(7) ~ (9) 中:L代表廊道數(shù)；V表示生態(tài)節(jié)點(diǎn)數(shù)。

3 結(jié)果與分析

3.1 土地利用變化

數(shù)據(jù)分析(表2) 顯示, 土默特左旗主要土地利用類型是林地、 耕地, 前者主要分布于北部的大青山山區(qū), 后者分布在南部。 2000—2018年, 耕地類型面積增加較多, 從2000 年的1 037.38 km2增加至2018 年的1 178.90 km2, 由37.33%增加至42.42%； 草地類型面積減少較多,從2000 年的778.73 km2減少至2018 年的568.77 km2,由28.02%降至20.47%。 在ArcGIS 10.2 中使用空間疊加計(jì)算分析2000 年和2018 年的土地利用數(shù)據(jù), 得到2000—2018 年土默特左旗土地利用轉(zhuǎn)移矩陣(表3), 耕地與林地之間的變化是土默特左旗土地利用結(jié)構(gòu)主要的空間變化, 其次是草地與耕地間的轉(zhuǎn)化。 土地利用轉(zhuǎn)換矩陣中變換面積大小依次是草地>未利用地>林地>水體>建設(shè)用地>耕地, 表明近20 年來, 建設(shè)用地隨著城鎮(zhèn)建設(shè)不斷向四周擴(kuò)散, 占用部分草地和耕地的面積； 此外, 耕地面積增加也占用部分草地的面積, 導(dǎo)致斑塊破碎化程度劇烈； 水體面積占比增加對生態(tài)系統(tǒng)起到一定的補(bǔ)償作用。

表2 2000、 2018 年研究區(qū)不同土地利用類型面積及比例

表3 2000—2018 年研究區(qū)土地利用轉(zhuǎn)移矩陣

3.2 基于MSPA 方法的景觀類型識別

將2018 年土地利用類型柵格數(shù)據(jù)導(dǎo)入Guidos 中識別出7 種景觀類型(表4), 前景要素面積為1 251.45 km2, 占研究區(qū)總面積的42.71%。 其中, 核心區(qū)面積為1 109.92 km2,占前景要素面積的88.69%, 集中在研究區(qū)北部的大青山山區(qū)林地和南部地區(qū)的哈素海國家濕地公園； 其余區(qū)域斑塊數(shù)量較為稀少且分散,南北核心區(qū)分化嚴(yán)重、 破碎化程度高, 不利于研究區(qū)整體連通。 連接橋作為連接核心區(qū)的橋梁, 面積為1.13 km2, 占前景要素面積的0.09%, 面積占比較低不利于物種在核心區(qū)之間的流動。 邊緣區(qū)和孔隙都具有邊緣效應(yīng), 分別占前景要素面積的9.73%和0.95%, 表明研究區(qū)內(nèi)的核心區(qū)較為穩(wěn)定。 此外, 孤島占比0.09%； 環(huán)島占比0.01%, 能夠?yàn)槲锓N提供在核心區(qū)擴(kuò)散媒介； 支線占比0.44%, 為前景要素與背景之間提供連接作用。

表4 MSPA 景觀要素生態(tài)學(xué)含義及面積占比

3.3 重要生態(tài)源地的提取

選擇面積大于0.5 km2的核心區(qū), 篩選得到50 個(gè)斑塊。 根據(jù)連接重要性指數(shù)(dI) 以及面積大于0.5km2且dPC≥0.1 的斑塊作為源地, 共提取11 個(gè)生態(tài)源地斑塊(表5), 結(jié)果發(fā)現(xiàn): 斑塊1與斑塊7 所對應(yīng)的dPC 值最大, 分別為78.76 與17.52, 面積分別為263.34 km2、 124.29 km2, 位于察素齊鎮(zhèn)和白廟子鎮(zhèn), 在景觀規(guī)劃的過程中需重點(diǎn)保護(hù)； 斑塊6、 8、 11 的dPC 值分別是0.61、0.30、 0.41, 面積分別為23.05 km2、 5.03 km2、18.72 km2, 分布在敕勒川鎮(zhèn)的大青山南麓和哈素海濕地保護(hù)區(qū), 在謀求旅游產(chǎn)業(yè)和漁業(yè)等相關(guān)發(fā)展過程中應(yīng)堅(jiān)持先保護(hù)后開發(fā), 減少人為活動對生物遷移的負(fù)面影響； 斑塊2、 3、 4、 5、 9、 10主要分布在畢克齊鎮(zhèn)、 察素齊鎮(zhèn)、 美岱鎮(zhèn)、 沙爾沁鎮(zhèn), 在進(jìn)行景觀規(guī)劃和土地利用決策時(shí), 應(yīng)考慮生態(tài)源地的重要性, 實(shí)施適當(dāng)?shù)谋Ｗo(hù)和管理措施,以確保生態(tài)系統(tǒng)的健康和穩(wěn)定。

表5 生態(tài)源地連通重要性指數(shù)排序

3.4 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

根據(jù)生成的綜合阻力面(圖1) 發(fā)現(xiàn), 土默特左旗北部區(qū)域阻力值較小, 大青山南麓山腳處阻力較大, 這是由于坡度較大, 高程較高, 植被覆蓋較低。 建設(shè)用地會影響附近物質(zhì)循環(huán)交流,因此研究區(qū)內(nèi)的建設(shè)用地附近的區(qū)域阻力值相應(yīng)較高。

圖1 研究區(qū)綜合阻力面

基于研究區(qū)綜合阻力面, 在ArcGIS 中計(jì)算每兩個(gè)斑塊間的最小累積阻力值, 在剔除重復(fù)冗雜的生態(tài)廊道后, 得到研究區(qū)11 個(gè)生態(tài)源地間存在共計(jì)65 條潛在生態(tài)廊道。 在重力模型中計(jì)算11個(gè)生態(tài)源地之間的相互作用強(qiáng)度(表6), 將重力閾值設(shè)為5, 共篩選得到21 條重要廊道, 其余41條為一般廊道(圖2), 結(jié)果發(fā)現(xiàn), 土默特左旗生態(tài)廊道主要分布在西北部, 東部的生態(tài)廊道較為匱乏, 總體呈現(xiàn)連通水平較低、 部分區(qū)域缺少廊道覆蓋以及缺乏閉合環(huán)路等問題, 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)體系仍需完善。

圖2 研究區(qū)生態(tài)源地及重要廊道識別

表6 基于重力模型的生態(tài)源地相互作用矩陣

3.5 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化與生態(tài)斷裂點(diǎn)識別

本研究選擇的西北部大青山區(qū)域因生態(tài)源地面積較大且較為密集, 生態(tài)廊道較為集中, 廊道系統(tǒng)景觀連通性較好； 東部與中部因缺少源地且源地面積較小, 廊道系統(tǒng)連通性較差。 在前期MSPA 法分析結(jié)果的基礎(chǔ)上, 排除西北部生態(tài)源地之外, 選擇研究區(qū)中部和邊界處具有高連通性且面積較大的斑塊作為補(bǔ)充生態(tài)源地, 將其與原有生態(tài)源地共同構(gòu)建廊道, 完善研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)體系, 最終選取7 處補(bǔ)充生態(tài)源地(表7), 與原有生態(tài)源地補(bǔ)充計(jì)算得出新增55 條規(guī)劃廊道。 將優(yōu)化前后的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)體系通過α 指數(shù)、 β 指數(shù)、 γ指數(shù)進(jìn)行對比, 優(yōu)化之前的生態(tài)源地?cái)?shù)為11, 廊道總數(shù)為65, α、 β、 γ 指數(shù)分別為3.20、 5.90、2.40； 優(yōu)化后的生態(tài)源地?cái)?shù)為18, 廊道總數(shù)為120, α、 β、 γ 指數(shù)分別為3.30, 6.67, 2.50。 結(jié)果(圖3) 表明, 土默特左旗的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)和連通性得到了顯著的改善, 生態(tài)源地連接水平被規(guī)劃的潛在生態(tài)廊道所提高, 生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性得到加強(qiáng)。

圖3 研究區(qū)生態(tài)廊道構(gòu)建與優(yōu)化

表7 補(bǔ)充生態(tài)源地選擇依據(jù)

生態(tài)網(wǎng)絡(luò)與硬質(zhì)表面的交匯處稱為生態(tài)斷裂點(diǎn)[20], 此類地點(diǎn)生態(tài)效益較差。 在ArcGis 中, 將研究區(qū)主要矢量交通路網(wǎng)與生態(tài)廊道網(wǎng)絡(luò)疊加分析, 得到土默特左旗生態(tài)斷裂點(diǎn)共118 個(gè)(圖4), 并劃分為三個(gè)等級: 一級斷裂點(diǎn)為與鐵路交匯點(diǎn), 共47； 二級斷裂點(diǎn)為與高速路交匯點(diǎn), 共49 個(gè)； 三級斷裂點(diǎn)為與國道交匯點(diǎn), 共22 個(gè)。主要集中在沿鐵路兩側(cè)分布的耕地以及哈素海濕地保護(hù)區(qū)北側(cè), 為京藏高速、 京青線的交點(diǎn), 在未來生態(tài)保護(hù)建設(shè)工作中, 應(yīng)注重交通道路兩側(cè)自然植被防護(hù)帶的規(guī)劃建設(shè)和維護(hù), 可以在生態(tài)斷裂點(diǎn)處修建立體生態(tài)綠道, 為生物物種遷徙以及物質(zhì)交換提供通道。

圖4 研究區(qū)生態(tài)斷裂點(diǎn)識別

4 討論與結(jié)論

4.1 討論

本研究使用MSPA 法識別適宜生物棲息和活動的區(qū)域作為核心區(qū), 與土默特左旗林地、 水體等自然生態(tài)要素分布情況相同, 相較常規(guī)生態(tài)源地識別方法減少主觀性的干擾[21－22], 數(shù)據(jù)結(jié)果更具科學(xué)性和合理性。 計(jì)算核心區(qū)連通性時(shí)須在Conefor 軟件中設(shè)定距離閾值, 系統(tǒng)計(jì)算時(shí)會默認(rèn)核心區(qū)距離大于閾值則核心區(qū)不連通, 相較前期研究成果[23－24], 本研究結(jié)合研究區(qū)區(qū)域尺度, 增大距離閾值, 提高了核心區(qū)間連通性以及生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的合理性, 設(shè)置距離閾值為1 000 m, 連通率為0.5, 所選取的生態(tài)源地更加全面準(zhǔn)確[17]。 土默特左旗南部高阻力值較為集中, 與南部土地利用現(xiàn)狀特征相符, 對生態(tài)廊道提取的客觀性與合理性在一定程度上有所提高； 根據(jù)前期研究, 生態(tài)廊道密度較低的地區(qū)具有較弱的生態(tài)穩(wěn)定性[24－26], 本研究通過增加生態(tài)源地, 顯著提高區(qū)域生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的連接密度, 從而加強(qiáng)了生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性。

本文對內(nèi)蒙古自治區(qū)中部旗縣尺度下的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化處于嘗試探索初期階段, 整體研究中仍存在以下不足: 1) 選取2000、 2018 年的兩個(gè)時(shí)期的土默特左旗土地利用類型數(shù)據(jù), 時(shí)間跨度較大, 對于土地利用類型變化分析還能夠在時(shí)間和空間兩個(gè)維度挖掘更加詳細(xì)的相關(guān)數(shù)據(jù)進(jìn)行更加全面的分析； 2) 未考慮到生態(tài)廊道的建設(shè)長度和寬度以及廊道內(nèi)用地類型是否符合相關(guān)建設(shè)規(guī)定, 缺少相應(yīng)的研究； 3) 生態(tài)源地的擴(kuò)充并未充分考慮到區(qū)域未來發(fā)展規(guī)劃, 需進(jìn)一步斟酌。 未來研究會加大對土默特左旗區(qū)域內(nèi)生物物種以及相關(guān)政策規(guī)定等資料收集和分析, 進(jìn)一步深入縣域尺度下廊道建設(shè)合理性研究, 為我國北方其他旗縣的環(huán)境建設(shè)提供更加科學(xué)的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建優(yōu)化策略。

4.2 結(jié)論

本研究基于MSPA 和MCR 模型在土默特左旗成功構(gòu)建并優(yōu)化了生態(tài)網(wǎng)絡(luò), 提出了因地制宜的生態(tài)規(guī)劃策略, 對緩解城鎮(zhèn)化對生態(tài)環(huán)境的影響和促進(jìn)生態(tài)可持續(xù)發(fā)展具有顯著意義。 主要結(jié)論如下: 1) 城鎮(zhèn)化導(dǎo)致土地利用類型變化, 加劇了生態(tài)破碎化； 2) 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中南北核心區(qū)分化顯著, 影響整體連通性； 3) 有效識別并保護(hù)關(guān)鍵生態(tài)源地和廊道, 提升了生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的結(jié)構(gòu)和連通性； 4) 新增生態(tài)源地和廊道顯著增強(qiáng)了生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性； 5) 識別的生態(tài)斷裂點(diǎn)為未來生態(tài)規(guī)劃提供了重要參考。