生態(tài)網(wǎng)絡(luò)視角下武漢市濕地生態(tài)格局分析

何建華,潘 越,劉殿鋒

1 武漢大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院,武漢 430079 2 武漢大學(xué)地理信息系統(tǒng)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,武漢 430079

城市濕地具有為物種提供棲息地、保護(hù)生物多樣性等生態(tài)功能,是城市可持續(xù)發(fā)展的重要生態(tài)保障[1]。然而快速城市化進(jìn)程下,持續(xù)擴(kuò)張的建設(shè)用地不斷蠶食濕地斑塊,導(dǎo)致濕地景觀破碎化嚴(yán)重、連通性降低,嚴(yán)重威脅著城市濕地生態(tài)安全[2- 3]。了解城市濕地生態(tài)格局特征,有助于采取相應(yīng)保護(hù)措施,緩解城市發(fā)展與濕地保護(hù)間的矛盾。景觀格局分析相關(guān)研究常應(yīng)用景觀指數(shù)反映景觀在結(jié)構(gòu)組成與空間配置方面的特征[4- 6],但通常未考慮斑塊間的物種遷移擴(kuò)散與基因交流等生態(tài)過程,無法反映景觀功能連通性特征。生態(tài)網(wǎng)絡(luò)通過廊道連接重要生境斑塊,為物種提供遷移擴(kuò)散通道,形成完整的棲息地網(wǎng)絡(luò),可反映破碎化生境的連通性水平[7- 8]。目前已有學(xué)者在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)視角下開展生境質(zhì)量評價、生態(tài)紅線劃定等相關(guān)研究。例如,何建華等[9]基于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)視角,利用網(wǎng)絡(luò)連通性指數(shù)定量分析鄂州市土地利用變化對鳥類棲息地生境質(zhì)量的影響；傅強(qiáng)和顧朝林[10]通過對生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)要素進(jìn)行分級,結(jié)合新增建設(shè)用地情況,構(gòu)建維護(hù)自然生態(tài)過程、彈性應(yīng)對人工活動的青島市生態(tài)安全格局；王成新等[11]考慮景觀連通性,通過構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)識別生態(tài)紅線區(qū)斑塊,并增設(shè)廊道及踏腳石,優(yōu)化青島市生態(tài)保護(hù)紅線。因此,基于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分析城市濕地生態(tài)格局,有助于了解濕地系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)特征與連通性水平,從而保障濕地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)完整和功能健康。

20世紀(jì)90年代以來,國內(nèi)外學(xué)者提出了眾多模型與方法用于構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)[12- 13]。最小累積阻力模型(Minimum Cumulative Resistance, MCR)可反映景觀格局對生態(tài)過程的影響,且具有數(shù)據(jù)需求低、結(jié)果可視化等優(yōu)勢,因此廣泛應(yīng)用于網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建相關(guān)研究[14- 15]。采用MCR模型構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的基本模式為“源地識別—阻力面構(gòu)建—廊道提取”[16]。合理識別生態(tài)源地是生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建的基礎(chǔ)和關(guān)鍵。目前很多研究以斑塊的面積[17]、生境質(zhì)量[18]、生態(tài)服務(wù)價值[19]等因素作為源地識別依據(jù),卻忽略了源地對維持景觀連通性的重要意義。近年來,逐漸有學(xué)者將形態(tài)學(xué)空間格局分析(Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA)方法應(yīng)用到源地識別中[20- 22]。MSPA強(qiáng)調(diào)結(jié)構(gòu)性連接,可從形態(tài)學(xué)角度識別出對景觀連通具有重要作用的區(qū)域作為生態(tài)源地[23- 24],以提高網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建過程的科學(xué)性。

武漢市河流水系發(fā)育、湖泊星羅棋布,但城市的快速發(fā)展致使其濕地空間被嚴(yán)重?cái)D占,景觀連通性降低,生態(tài)服務(wù)功能下降,城市濕地生態(tài)安全面臨嚴(yán)峻威脅。武漢市于2015年啟動《武漢市水生態(tài)文明建設(shè)規(guī)劃》編制工作,根據(jù)規(guī)劃設(shè)想,到2020年全市將初步形成“江湖連通”的生態(tài)水網(wǎng)。然而,目前關(guān)于武漢市濕地格局分析的研究較少,且均從景觀指數(shù)角度入手[25- 26]。本文以武漢市為研究區(qū),通過生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分析其濕地生態(tài)格局。利用MSPA方法識別濕地源地,考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強(qiáng)度三個因素構(gòu)建綜合阻力面,基于MCR模型提取生態(tài)廊道構(gòu)建濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò),并對網(wǎng)絡(luò)進(jìn)行重要性分級。分析網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)及區(qū)域特征,旨在了解武漢市濕地生態(tài)格局,為濕地保護(hù)與建設(shè)工作提供科學(xué)依據(jù),保障城市濕地生態(tài)安全。

1 研究區(qū)域概況

武漢市位于湖北省東部(113°41′E—115°05′E,29°58N′—31°22′N),地處長江中下游平原,江漢平原東部,長江與漢江交匯處,下轄13個市轄區(qū),全域面積8569 km2。具有中間低平、南北低山丘陵環(huán)抱的地貌特征,屬于亞熱帶季風(fēng)性氣候,全年雨熱充沛。武漢市濕地資源豐富,位居全球內(nèi)陸城市前三位,全市湖泊共計(jì)160個以上,具有江河縱橫、湖港交織的獨(dú)特景觀。武漢市作為湖北省省會和長江中游城市群中心之一,不僅是湖北省的政治、經(jīng)濟(jì)、文化中心,也是中部地區(qū)最大的經(jīng)濟(jì)中心和全國重要交通樞紐。重要的社會經(jīng)濟(jì)地位促進(jìn)了武漢市的高速發(fā)展,根據(jù)武漢市中心體系結(jié)構(gòu)專題研究,武漢市城市中心體系將包含1個一級中心和9個二級中心(圖1)。城市的快速發(fā)展在為武漢市帶來經(jīng)濟(jì)高速增長的同時,城市建設(shè)的空間壓力也導(dǎo)致濕地景觀被不斷侵占,全市湖泊面積及質(zhì)量均有所衰退,濕地景觀破碎化嚴(yán)重,濕地生態(tài)系統(tǒng)面臨著極大威脅。因此,了解武漢市濕地生態(tài)格局特征,是采取合理措施保護(hù)濕地生態(tài)系統(tǒng)安全的基礎(chǔ)和關(guān)鍵。

2 數(shù)據(jù)與研究方法

2.1 研究數(shù)據(jù)及來源

本研究所用數(shù)據(jù)包括2015年武漢市土地利用數(shù)據(jù)、坡度數(shù)據(jù)、路網(wǎng)數(shù)據(jù)、社會經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)及物種相關(guān)信息。其中土地利用數(shù)據(jù)由中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心提供[27],坡度則根據(jù)地理空間數(shù)據(jù)云平臺(http://www.gscloud.cn)提供的DEM數(shù)據(jù)計(jì)算得到,二者分辨率均為30 m；路網(wǎng)數(shù)據(jù)源自O(shè)penStreetMap(http://www.openstreetmap.org),本文主要提取武漢市鐵路、高速路、國道及省道四類道路信息；社會經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)包括來源于《武漢市統(tǒng)計(jì)年鑒》(2016)的2015年武漢市各區(qū)人口數(shù)據(jù),以及從武漢市中心體系結(jié)構(gòu)專題研究(http://gtghj.wuhan.gov.cn)獲取的武漢市中心體系。為使所構(gòu)建的網(wǎng)絡(luò)具有實(shí)際意義,應(yīng)考慮具體物種的生境適宜性及擴(kuò)散能力,本文根據(jù)武漢市重要濕地物種資源,選取國家二級保護(hù)動物水獺作為代表種構(gòu)建濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò),由水獺的食性及體重計(jì)算可得其最大擴(kuò)散距離為70 km[28],其適宜棲息地主要為平原地區(qū)的水域及沼澤地帶,物種相關(guān)信息均源自《IUCN瀕危物種紅色名錄》(http://www.iucnredlist.org)[29]。

2.2 濕地生態(tài)源地識別

MSPA是Vogt等學(xué)者基于數(shù)學(xué)形態(tài)學(xué)原理提出的一種制圖算法,該方法利用腐蝕、膨脹、開閉運(yùn)算等操作從空間形態(tài)與結(jié)構(gòu)連通角度對柵格圖像像元進(jìn)行分類[21]。根據(jù)研究目的將研究區(qū)景觀重分類為前景與后景,利用MSPA方法可將前景分割為7種互不包含的具有不同功能及生態(tài)學(xué)含義的景觀類型(表1)。景觀連通性是區(qū)域生態(tài)過程聯(lián)系程度的衡量指標(biāo),對生物多樣性保護(hù)及生態(tài)系統(tǒng)平衡具有重要意義[3]。目前已有很多景觀連通性指數(shù)可用于定量測度區(qū)域景觀連通性水平,其中可能連通性指數(shù)(the probability index of connectivity, PC)由于考慮了物種擴(kuò)散能力與擴(kuò)散概率因素,且對景觀變化具有較好的響應(yīng)能力,應(yīng)用較為廣泛[30- 31]。公式如下：

(1)

(2)

源地是物種棲息與擴(kuò)散的基礎(chǔ),是對維持景觀連通性與促進(jìn)區(qū)域生態(tài)過程發(fā)展具有重要意義的生境斑塊[20,32]。本文以武漢市濕地景觀作為前景進(jìn)行MSPA分析,將“核心區(qū)”類型作為潛在源地斑塊,通過計(jì)算連通性重要指數(shù)dPC,評價“核心區(qū)”斑塊的景觀連通性重要程度以識別濕地生態(tài)源地,避免因面積因素忽略斑塊的連通性作用。

表1 MSPA的景觀類型及生態(tài)學(xué)含義

2.3 阻力面構(gòu)建

景觀阻力用于反映生物在不同空間單元間遷移擴(kuò)散的難易程度[33],而景觀阻力面可視為區(qū)域生態(tài)過程流與景觀格局間相互作用關(guān)系的空間表達(dá)[13]。本文考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強(qiáng)度三個因素構(gòu)建武漢市綜合阻力面。參考相關(guān)研究[34- 36],結(jié)合物種生境適宜性、生境質(zhì)量及人類干擾程度對研究區(qū)各類景觀進(jìn)行阻力賦值(表2)。景觀類型阻力賦值范圍為[1,1000],其中濕地作為適宜生境類型阻力值最小,林地、草地次之；耕地受一定程度人類干擾,未利用地生境質(zhì)量較差,因此二者阻力值相對較高；交通用地及建設(shè)用地作為受人類干擾強(qiáng)烈的人工地表,其阻力值最大。地形坡度阻力賦值范圍為[1,1000],根據(jù)水獺棲息地特征,其阻力賦值隨坡度等級增大而增大(表3)。城市中心是城市社會經(jīng)濟(jì)要素聚集模式的一種空間抽象[37],因此本文通過城市中心結(jié)構(gòu)生成人類活動強(qiáng)度對應(yīng)的阻力分布。根據(jù)中心地理論,考慮各級城市中心服務(wù)功能及范圍差異,基于距離衰減模型,通過到城市中心的距離反映阻力大小的變化,以體現(xiàn)生態(tài)過程受人類活動干擾的情況。公式如下：

(3)

式中,r為人類活動阻力；dm為空間上一點(diǎn)到城市主中心的距離；di為該點(diǎn)到最近城市次中心i的距離；bi為次中心i所在泰森多邊形內(nèi)人口占城市總?cè)丝诘谋壤?其中i所在泰森多邊形內(nèi)人口根據(jù)武漢市各區(qū)面積占比及其2015年人口數(shù)據(jù)計(jì)算得出。

對三個因素進(jìn)行加權(quán)求和構(gòu)建綜合阻力面,其中各因素權(quán)重采用層次分析法計(jì)算。地表景觀類型、地形坡度及人類活動強(qiáng)度對應(yīng)權(quán)重分別為0.55、0.15、0.30。

表2 景觀類型阻力賦值

表3 地形坡度阻力賦值

2.4 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

MCR模型通過計(jì)算物種在景觀阻力面上從源點(diǎn)到目標(biāo)所需克服的最小累積阻力,獲取二者間的最低成本路徑,該路徑可視為物種在兩地間遷移擴(kuò)散的最優(yōu)路徑[35]。公式如下：

(4)

式中,MCR為最小累積阻力值；f是未知的正函數(shù),反映空間中一點(diǎn)的最小累積阻力值與該點(diǎn)到所有源地的距離及景觀基面特征的正相關(guān)關(guān)系；Dij表示景觀基面上物種從源地j到空間單元i的距離；Ri表示景觀基面上空間單元i對物種擴(kuò)散所造成的阻力[38]。

廊道是連接源地斑塊的帶狀區(qū)域,起到為生物遷移擴(kuò)散提供通道、提高區(qū)域景觀連通性的重要作用,是構(gòu)成生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的基礎(chǔ)骨架?；谠吹丶熬C合阻力面,本文利用MCR模型識別源地間最小成本路徑作為生態(tài)廊道,構(gòu)建濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)。網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)指數(shù)用于定量評價網(wǎng)絡(luò)的閉合程度、結(jié)構(gòu)連通性及復(fù)雜程度,常用指數(shù)包括網(wǎng)絡(luò)閉合度(α指數(shù))、線點(diǎn)率(β指數(shù))、網(wǎng)絡(luò)連接度(γ指數(shù)),公式如下[39]：

(5)

(6)

(7)

式中,L為網(wǎng)絡(luò)中廊道數(shù)目；v為節(jié)點(diǎn)數(shù)目。α指數(shù)值域?yàn)閇0,1],反映網(wǎng)絡(luò)中環(huán)路出現(xiàn)的程度；β指數(shù)值域?yàn)閇0,3],通過各節(jié)點(diǎn)的平均連線數(shù)反映網(wǎng)絡(luò)的通達(dá)程度；γ指數(shù)值域?yàn)閇0,1],用于反映網(wǎng)絡(luò)中節(jié)點(diǎn)的連通程度。各指數(shù)值越大說明網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)越完善、連通水平越高[8]。

圖2 基于MSPA的濕地景觀類型Fig.2 landscape types of wetland based on MSPA

3 結(jié)果及分析

3.1 基于MSPA的濕地景觀分析

以武漢市濕地景觀為前景進(jìn)行MSPA分析(圖2),統(tǒng)計(jì)結(jié)果中各景觀類型的面積與比例(表4)。結(jié)合圖2與表4可知,武漢市濕地景觀總體規(guī)模較大,達(dá)全市面積20%以上,其中大型濕地斑塊數(shù)量較多,且廣泛分布于武漢市中部及南部地區(qū),但在北部和東北角分布相對較少。濕地景觀中,核心區(qū)類型所占比例最大,高達(dá)66.33%,其次為邊緣及支線類型,而孤島和孔隙類型所占比例均較小,說明武漢市濕地景觀構(gòu)成以大型斑塊為主,且濕地斑塊具有邊緣復(fù)雜、形態(tài)破碎的特征,同時大型斑塊外圍多有支線分布,說明其易與外圍景觀形成物質(zhì)能量交流而受到干擾。橋接區(qū)和環(huán)道類型所占比例較小,說明武漢市濕地斑塊間及斑塊內(nèi)部的連通性較低,物種的遷移擴(kuò)散及基因交流有限,不利于生物多樣性保護(hù)。

表4 MSPA景觀類型統(tǒng)計(jì)表

圖3 濕地生態(tài)源地分布Fig.3 Distribution of wetland ecological sources

對所有核心區(qū)斑塊按照面積大小進(jìn)行降序編號,將其作為潛在生態(tài)源地計(jì)算各斑塊的連通性重要程度并對其進(jìn)行排序(表5),最后選取dPC>3的14個濕地斑塊作為生態(tài)源地(圖3)。根據(jù)表5可得,武漢市濕地生態(tài)源地總面積為901.61 km2,占全市濕地面積的48.13%,總體規(guī)模較大。由圖3可見,濕地源地在武漢市南部地區(qū)分布較多,在北部及東北角分布較少,主要包括長江、梁子湖、漲渡湖、沉湖、斧頭湖、武湖等大型河流湖泊斑塊。此外,對比濕地斑塊的連通性重要程度與其面積大小可知,二者并不具有正相關(guān)關(guān)系,如斑塊31與80雖面積相對較小,但具有較高的連通性作用。因此,基于MSPA方法與連通重要性指數(shù)識別源地,可有效避免忽略小面積斑塊的連通性作用,有助于保障濕地景觀連通性水平。

3.2 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)特征分析

考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強(qiáng)度因素構(gòu)建武漢市綜合阻力面(圖4、5)。根據(jù)圖4可知,地表景觀類型阻力面中,阻力高值集中在城市中部建設(shè)用地區(qū)域,阻力低值區(qū)域主要為湖泊河流及林地類型；地形坡度阻力面中,高值區(qū)域主要為城市北部和東北角山地地區(qū),以及中部和西南地區(qū)丘陵地帶；人類活動強(qiáng)度阻力面中,阻力值呈現(xiàn)由城市中心向城市邊緣遞減的分布特征。由圖5可知,綜合以上三個因素構(gòu)建武漢市綜合阻力面,既保留了城市景觀格局特征對阻力分布的影響,同時還體現(xiàn)了人類活動強(qiáng)度變化造成的阻力差異,可有效反映生態(tài)過程流的受阻情況。

基于源地與阻力面,利用MCR模型提取生態(tài)廊道共91條,構(gòu)建武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)(圖6)。由圖6可以看出,武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)空間分布不均,長江以北地區(qū)源地較為分散,廊道連接單一,易因外界干擾發(fā)生斷裂而降低網(wǎng)絡(luò)連通性；長江以南地區(qū)源地分布相對集中,廊道交錯形成了復(fù)雜的網(wǎng)狀連接。說明武漢市長江以南地區(qū)濕地景觀的功能連通性較好,有利于保護(hù)生物多樣性,維持濕地生態(tài)系統(tǒng)的健康與穩(wěn)定。

表5 核心區(qū)景觀連通性重要程度排序

圖4 景觀類型、地形坡度、人類活動強(qiáng)度阻力面Fig.4 Resistance surfaces of landscape type, slope and human activity intensity

圖5 武漢市綜合阻力面Fig.5 Comprehensive resistance surface in Wuhan

圖6 武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)Fig.6 Wetland ecological network in Wuhan

采用基于圖論的結(jié)構(gòu)指數(shù)評價網(wǎng)絡(luò)的空間結(jié)構(gòu)完備程度,結(jié)果如表6所示。α指數(shù)反映網(wǎng)絡(luò)閉合程度,其值越高說明網(wǎng)絡(luò)中形成的閉合環(huán)路越多,生物遷移擴(kuò)散時可選擇的路徑也越多；β指數(shù)可通過節(jié)點(diǎn)的平均連線數(shù)反映網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)類型,其值小于1表明網(wǎng)絡(luò)為樹狀結(jié)構(gòu),值為1說明網(wǎng)絡(luò)為單一回路結(jié)構(gòu),值大于1則表明網(wǎng)絡(luò)連接結(jié)構(gòu)復(fù)雜；γ指數(shù)反映網(wǎng)絡(luò)中節(jié)點(diǎn)被連接的程度[40- 41]。據(jù)表6可知,武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中閉合環(huán)路較少,源地間路徑可選擇性低,因此網(wǎng)絡(luò)中單個廊道所受干擾可能對整體連通性水平造成較大影響；網(wǎng)絡(luò)中各源地連通程度偏低,網(wǎng)絡(luò)的結(jié)構(gòu)連接水平較為復(fù)雜。結(jié)合圖6可知,武漢市濕地源地的不均衡分布導(dǎo)致長江以北地區(qū)源地間路徑單一、連接結(jié)構(gòu)簡單,從而一定程度上降低了整體網(wǎng)絡(luò)的結(jié)構(gòu)完備程度。

表6 α、β、γ指數(shù)計(jì)算結(jié)果

滿足生物遷移擴(kuò)散及多樣性保護(hù)的條件下,將廊道寬度設(shè)置為30 m[42]。武漢市下轄13個區(qū),其中中心城區(qū)包括江岸區(qū)、江漢區(qū)、硚口區(qū)、漢陽區(qū)、武昌區(qū)、青山區(qū)及洪山區(qū),遠(yuǎn)城區(qū)包括蔡甸區(qū)、東西湖區(qū)、漢南區(qū)、黃陂區(qū)、江夏區(qū)及新洲區(qū)。統(tǒng)計(jì)不同區(qū)域廊道中各類景觀所占比例(表7),以及各區(qū)土地利用結(jié)構(gòu)與人口密度(圖7),分析其廊道景觀結(jié)構(gòu)差異及人類活動影響。根據(jù)表7,全市范圍內(nèi)生態(tài)廊道景觀構(gòu)成以濕地為主,占比達(dá)70.81%,其次為耕地類型,其中水田占比7.60%,旱地占比5.01%。林地及草地共占近10%,而交通用地及建設(shè)用地占比均不足4%。總體上,廊道中濕地、林地、草地三類受人類干擾較少且生境質(zhì)量較高的景觀占比超過80%,而受人類干擾強(qiáng)烈的交通用地及建設(shè)用地占比較小；另外,耕地類型中水田占比較大,考慮到濕地物種適宜棲息于水域及沼澤地帶,因此水田具有一定的生境適宜性。綜上,武漢市生態(tài)廊道整體生境適宜性較高,受人類干擾程度相對較小,具有良好的景觀結(jié)構(gòu),有助于保障生態(tài)過程有效流通。結(jié)合圖7對比各區(qū)廊道景觀結(jié)構(gòu)特征可知,中心城區(qū)、蔡甸區(qū)及漢南區(qū)廊道的濕地占比較大,景觀結(jié)構(gòu)較好；但由于中心城區(qū)人口密度極大,區(qū)域內(nèi)建設(shè)用地較多,土地利用強(qiáng)度高,其廊道中建設(shè)用地占比較大,可能受人類干擾程度較大。其他區(qū)域廊道中濕地占比均相對較小,尤其東西湖區(qū)及新洲區(qū)廊道中濕地、林地、草地總占比未超過70%,且耕地占比遠(yuǎn)大于其他區(qū)域,分析其原因可能為東西湖區(qū)及新洲區(qū)的人口密度較大,區(qū)域內(nèi)耕地多而濕地、林地、草地等生態(tài)用地較少,因此其廊道生境質(zhì)量較低,景觀結(jié)構(gòu)有待改善。

表7 各區(qū)生態(tài)廊道景觀結(jié)構(gòu)/%

3.3 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分級及區(qū)域特征分析

計(jì)算網(wǎng)絡(luò)中廊道的連通性重要指數(shù)dPC,評價各廊道對維持武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)連通性的作用大小(表8)。廊道dPC值的大小反映該廊道對維持景觀連通性水平的重要程度,結(jié)合公式(1)可知,連通性指數(shù)PC考慮物種在源地間的擴(kuò)散概率反映生態(tài)網(wǎng)絡(luò)連通性,因此廊道dPC值越大,說明物種通過該廊道進(jìn)行遷移擴(kuò)散等生態(tài)過程的概率越大。根據(jù)表8可知,源地斑塊1、2間廊道的dPC值最大,斑塊31、80間則最??；整體上,斑塊1—5之間廊道dPC值均較高,而斑塊31和80與其他斑塊間廊道的dPC值則偏低。結(jié)合源地的空間分布可以發(fā)現(xiàn),斑塊2位于武漢市中央,而斑塊1、3、4、5均靠近城市邊緣分布,源地1—5間的廊道在城市內(nèi)部的空間分布較為均衡,可有效連接各區(qū)域濕地斑塊,因此對維持景觀連通性較為重要,物種利用其廊道在不同區(qū)域濕地間擴(kuò)散的概率也較大；而斑塊31、80位于武漢市中部地區(qū),距離周圍斑塊較近,與其他源地間廊道的可替代性較強(qiáng),因此其廊道重要程度較低,物種通過其中單一廊道擴(kuò)散的概率相對較小。對網(wǎng)絡(luò)進(jìn)行重要性分級,將dPC>0.5的廊道作為重要廊道,其余廊道作為一般廊道,分級后網(wǎng)絡(luò)中重要廊道共16條(圖8)。由圖8可知,重要廊道大多存在于靠近城市邊緣的濕地斑塊間,且主要集中分布于武漢市南部地區(qū),而一般廊道則多位于城市中部的源地斑塊間。說明城市邊緣濕地斑塊間的相互作用對維持系統(tǒng)整體功能具有重要意義,因此對其進(jìn)行重點(diǎn)保護(hù)與建設(shè),有助于保障景觀連通性水平,提高濕地保護(hù)效率。

表8 廊道重要性指數(shù)(dPC)計(jì)算結(jié)果

圖8 武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重要性分級 Fig.8 Importance classification of the wetland ecological network in Wuhan

對濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)在武漢市不同區(qū)域內(nèi)的分布情況進(jìn)行統(tǒng)計(jì)(表9),分析各區(qū)域濕地景觀特征及差異。由表9可知,漢南區(qū)濕地密度最大,黃陂區(qū)和新洲區(qū)濕地密度最小；江夏區(qū)、漢南區(qū)及新洲區(qū)有較多源地分布,其濕地斑塊質(zhì)量較高,東西湖區(qū)則少有源地存在；廊道密度最大的為中心城區(qū)和漢南區(qū),黃陂區(qū)、新洲區(qū)及東西湖區(qū)廊道密度均較小；新洲區(qū)內(nèi)廊道雖少但重要性較高,漢南區(qū)廊道較多但重要性有限,而東西湖區(qū)則無重要廊道分布。整體上看,位于武漢市北部的黃陂區(qū)濕地資源較少,西部東西湖區(qū)濕地斑塊破碎,二者區(qū)內(nèi)廊道分布均較少且重要性較低,說明其區(qū)內(nèi)濕地連通性較低,且難以與其他地區(qū)濕地間形成有效連接,不利于整體濕地系統(tǒng)的功能連通；南部江夏區(qū)及漢南區(qū)擁有豐富的濕地資源,且斑塊質(zhì)量較高,對維持景觀連通性具有重要意義,區(qū)內(nèi)廊道較多但重要性不高,表明斑塊間存在較多的作用流,但未能對濕地系統(tǒng)的功能連通起到關(guān)鍵作用；而東北部新洲區(qū)內(nèi)分布的濕地及廊道少但重要性較高,對維持濕地景觀連通性具有重要意義。

表9 濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分區(qū)統(tǒng)計(jì)結(jié)果

4 結(jié)論與討論

本文基于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)視角分析武漢市濕地生態(tài)格局特征。根據(jù)MSPA方法識別濕地源地,分析濕地景觀特征及斑塊質(zhì)量；利用結(jié)構(gòu)指數(shù)分析濕地網(wǎng)絡(luò)的空間結(jié)構(gòu)完備性,通過連通性指數(shù)反映濕地廊道重要程度；統(tǒng)計(jì)不同區(qū)域的廊道景觀結(jié)構(gòu)及網(wǎng)絡(luò)分布情況,分析其濕地格局特征及差異。研究結(jié)果表明：

(1)武漢市濕地總體規(guī)模較大,景觀構(gòu)成以大型斑塊為主,但其空間分布不均衡,城市中部及南部濕地資源豐富,北部及東北部地區(qū)濕地分布較少,且濕地破碎化嚴(yán)重,景觀連通性較低。

(2)武漢市濕地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)存在閉合環(huán)路較少、連通程度偏低、連接水平不均衡問題,網(wǎng)絡(luò)空間結(jié)構(gòu)有待完善；其廊道以濕地景觀為主,生境適宜性較高,具有良好的景觀結(jié)構(gòu)。重要廊道多分布于城市邊緣斑塊間,且集中分布于武漢市南部地區(qū)。

(3)不同區(qū)域的濕地格局差異較大。江夏區(qū)及漢南區(qū)濕地資源豐富,斑塊質(zhì)量較高,廊道分布較多且景觀結(jié)構(gòu)較好,但對整體景觀連通性的重要程度相對較低；黃陂區(qū)及東西湖區(qū)濕地總量少且形態(tài)破碎,區(qū)域內(nèi)廊道分布少、重要性低,廊道景觀結(jié)構(gòu)也有待改善；新洲區(qū)濕地規(guī)模小,廊道分布較少且景觀結(jié)構(gòu)不完善,但濕地及廊道均具有較高重要性。

結(jié)合區(qū)域土地利用情況,分析當(dāng)前武漢市濕地生態(tài)格局特征?？梢园l(fā)現(xiàn),北部、東北部及西部地區(qū)耕地規(guī)模較大,其人類活動造成的干擾可能使區(qū)域濕地總量減少且形態(tài)破碎,導(dǎo)致武漢市濕地的不均衡布局,進(jìn)而制約了網(wǎng)絡(luò)空間結(jié)構(gòu)的完備程度。因此,在今后的濕地保護(hù)與建設(shè)工作中,應(yīng)加大對城市北部、東北部及西部地區(qū)的濕地保護(hù)力度,緩解其破碎化程度,同時加強(qiáng)濕地建設(shè),適當(dāng)增加斑塊數(shù)量,提升濕地生態(tài)格局空間均衡性及結(jié)構(gòu)完備性。同時,在生態(tài)水網(wǎng)的構(gòu)建過程中,需加強(qiáng)對城市邊緣斑塊間生態(tài)廊道的保護(hù),并改善西部及東北部地區(qū)廊道的景觀結(jié)構(gòu),避免廊道受到人類活動過多干擾,以保障生態(tài)過程有效流通,保護(hù)生物多樣性及濕地生態(tài)安全。

在基于網(wǎng)絡(luò)視角分析濕地生態(tài)格局時,由于生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)受物種生境適宜性及擴(kuò)散能力影響,需針對區(qū)域代表種構(gòu)建網(wǎng)絡(luò)。本文選取水獺作為武漢市濕地代表種,但僅針對單一物種構(gòu)建網(wǎng)絡(luò),無法反映對擴(kuò)散能力不同的物種而言城市濕地生態(tài)格局差異。因此,在今后的研究中,可針對一系列具有不同等級擴(kuò)散能力的代表物種構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò),分析濕地生態(tài)格局相應(yīng)特征及其差異,以便采取針對性措施建設(shè)城市濕地系統(tǒng),提高濕地生態(tài)保護(hù)效率。