長江下游平原區生態網絡識別與優化——以常州市金壇區為例

張曉琳,金曉斌,3,*,韓 博,孫 瑞,梁鑫源,李寒冰,周寅康,3

1 南京大學地理與海洋科學學院, 南京 210023 2 自然資源部海岸帶開發與保護重點實驗室, 南京 210023 3 江蘇省土地開發整理技術工程中心, 南京 210023

國土空間生態保護修復作為恢復受損生態系統原有結構和功能的重要實施路徑,已逐漸成為區域生態安全研究熱點[1]。20世紀90年代以來,國內開展一系列大型生態保護修復工程,如天然林保護工程、退耕還林還草工程等。由于前期對生態保護修復的系統性、協調性考慮不足,導致生態保護修復雖然在局部空間得到明顯改善,但總體效果仍差強人意[2-3]。十九大報告提出“統一行使所有國土空間用途管制和生態保護修復職責,統籌山水林田湖草系統治理”的國家戰略。系統推進國土空間生態保護修復,對促進人與自然和諧共生具有重要的理論和實踐意義。

基于“基質—斑塊—廊道”的景觀生態學理論,區域生態網絡研究已成為國土空間生態保護修復的重要研究任務[4-6]。關于生態網絡,相關研究主要集中在生態網絡識別與優化方面:(1)在生態網絡識別上,區別于國外學者多以具體目標物種為基礎搭建生態安全格局,基于“識別源地—構建阻力面—提取廊道”研究范式,綜合考慮了區域生態網絡多要素耦合、多尺度連接特性,在國土空間生態保護修復、區域景觀規劃上更具有理論和實踐意義[7-8],并已成為識別區域生態網絡的研究熱點[9]。其中在生態源地識別上,研究多采用指標評價[10-12]或景觀類型選擇[13]的方法確定區域中具有重要生態功能的生境斑塊,側重生態源地功能屬性的分析,而對生態源地面積大小并未過多涉及[14-16]。在生態廊道提取上,研究多通過構建阻力面,利用最小累積阻力模型提取潛在廊道,對最小阻力閾值和最佳距離閾值的設置未過多分析[17-18]。生態源地最小面積閾值的設定將直接影響生態源地數量[19],適宜距離閾值將有利于識別景觀中關鍵或連接脆弱的區域,對合理地識別生態網絡起到重要作用[20-22]。(2)在生態網絡優化上,近年來的研究方法正朝向群智能算法[23]、仿真模型[16]、編程運算[14-15]等復雜科學發展,對生物保護學背景和計算機編程技術要求較高,尚不能滿足大范圍區域規劃的指導需求,同時缺乏一定操作性[24]。通過設立緩沖距離和增加生態節點的方法,大大減少了區域生態盲區,操作簡便、可快速實現生態網絡優化目的[25-26],但存在緩沖距離設置主觀性強、生態節點增加位置和范圍缺乏定量分析等問題。近年來,通過圖論方法分析景觀連通性得到廣泛應用[27-28],借鑒圖論分析方法識別最小面積閾值和最佳距離閾值,為開展生態盲區指導下生態網絡識別與優化提供新的思路。

長江下游平原區擁有得天獨厚的自然條件和地理環境,境內湖泊眾多、水網密集、植被茂盛,整體生態環境質量較優[29]。與此同時該地區經濟高度發達,快速地人口集聚和城市化擴張,導致該區域生態安全格局面臨嚴重威脅[30]?；陂L江下游平原區域特點,應用傳統生態網絡識別方法具有一定局限,主要體現在區域化參數設定依據不足,生態網絡優化缺乏定量分析等方面。綜上,本研究立足圖論和景觀生態學理論方法,以常州市金壇區為案例區,通過圖論指數對比分析,量化區域化參數,識別區域現狀生態網絡,進一步開展生態盲區指導下生態網絡優化,并對優化前后的生態網絡、區域生境斑塊進行評價,得到具體生態保護修復策略,以期豐富縣域尺度生態網絡識別與優化方法,為國土空間生態保護修復提供案例支撐。

1 研究區與研究方法

1.1 研究區概況與數據來源

1.1.1研究區概況

常州市金壇區位于江蘇省南部,地處寧滬杭三角地帶,屬于長江下游平原區,東經119°17′45″—119°44′59″,北緯31°33′42″—31°53′22″之間。區域總面積為975.73 km2,其中農用地453.36 km2、建設用地192.14 km2、水域324.88 km2(圖1)。全區緊鄰太湖,自然環境條件優越,境內地勢平坦,河流眾多,東南部的長蕩湖是江蘇省十大淡水湖之一。西部為南北走向的茅山低山丘陵,東部為長江三角洲西部的沖積湖積平原,南部為以長蕩湖為中心的生態水網(圖1)。金壇區經濟發達,先后被評為國家工業百強區、投資潛力百強區、科技創新百強區等。隨著城市化快速發展,金壇區面臨用地矛盾突出、景觀連通性降低等現實問題。為“山、湖、城”資源統一籌劃,金壇區提出建設“山水生態城市、精致休閑城市”的總體目標,其中東部以產業興旺為目標,提升農業發展質量,西部以生態宜居為重點,推進鄉村綠色發展,重點保護茅山生態多樣性和完整性。

圖1 研究區位置示意圖Fig.1 Location of the study area

1.1.2數據來源與處理

本文采用土地利用數據、遙感影像數據、POI數據等建立數據庫(表1),所有數據均統一行政區邊界與坐標投影(2018年,高斯-克呂格投影,1980年西安坐標系)。

表1 數據來源及說明

基礎數據處理包括以下方面:(1)以2011、2018年的土地利用數據為基礎,劃分為林地、草地、水域、園地、耕地、建設用地和其他用地等景觀類型數據。從景觀類型數據提取并導出林地、草地、水域納入生境斑塊,作為生態源地備選圖斑。(2)選取夏季少云的Landsat 8 OLI影像(2018年),利用ENVI5.1軟件對影像進行大氣校正、幾何校正、圖像拼接等操作,提取相應波段得到NDVI數據。(3)將土地利用數據與POI點數據進行空間關聯并轉換成30 m×30 m的柵格,代表基礎設施點密度數據。(4)從土地利用變更數據庫提取鐵路、公路、農村道路等道路圖層,與基礎設施點密度、DEM數據、NDVI數據,共同修正土地利用阻力值,最終得到景觀阻力面。

1.2 研究方法與步驟

本文研究方法和步驟主要包括生態網絡識別、生態網絡優化、生態網絡評價等三方面內容。生態網絡識別主要包括生態源地識別、最佳距離閾值判定等內容,通過最小面積閾值設定明確生態源地,進行最佳距離閾值分析確定潛在鏈接,最后將生態源地與潛在鏈接組合形成生態網絡。生態網絡優化主要包括生態節點優化、生態廊道優化,其中生態節點優化通過原始生態盲區分析,進一步明確生態修復斑塊、生態保育斑塊、生態培育斑塊空間分布來實現；生態廊道優化主要通過增大阻力閾值方式優化生態廊道布局。生態網絡評價包括了優化前后生態網絡性能評價、生境斑塊重要性評價等內容。

1.2.1生態網絡識別

(1)生態源地識別

對生境斑塊進行最小面積閾值分析,進一步確定研究區生態源地。參考吳茂全等[19]的研究,通過分析斑塊數量以及占區域總面積比例隨最小面積閾值變化情況,確定生態源地最小面積閾值。

(2)最佳距離閾值確定

分析景觀連接度隨最佳距離閾值變化情況,確定最佳距離閾值。在景觀連接度指數選取方面,采用斑塊間鏈接數(Number of Links,NL)[22]、組分數(Number of Components,NC)[22]、等效連接面積指數(Equivalent Connectivity Area, ECA)[22]、景觀巧合概率指數(Landscape Coincidence Probability, LCP)[22]等指數來表征,具體指數表示和含義見表2。利用景觀連接度分析軟件Conefor Sensinode 2.6進行相應指數計算。由于不同目標物種的擴散范圍不同,判定生境斑塊是否連通應綜合考慮各生物遷移擴散的能力。結合研究區情況,參考前人研究[32-34],本文選取30、50、100、200、400、600、800、1000、1500、2000、2500 m共 11 個距離閾值。

表2 景觀連接度指數表征與解釋表

(3)生態網絡識別

依據識別的生態源地,結合最佳距離閾值,可判定研究區現狀生態廊道分布。當生態源地間的距離小于最佳距離閾值時,認為生態廊道(潛在鏈接)存在,否則認為不存在[35]。依托潛在鏈接關系所形成的斑塊組為景觀組分,位于相同景觀組分的斑塊之間存在鏈接,位于不同景觀組分的斑塊間存在斷裂?；诖?采用Graphab 2.4軟件[36]進行生態網絡繪制。

1.2.2生態節點優化

開展生態節點優化旨在消除生態盲區、減少資源浪費。研究表明[14-15,23],生態盲區是指因受距離過長、阻力較大影響,物種在遷移過程中無法達到地方,以圖論方法抽象為研究區范圍內未被生態節點影響范圍所覆蓋的區域。本研究生態節點影響范圍是指生態源地向外進行最佳距離閾值緩沖區分析的整個區域。將生態源地進行最佳距離閾值的緩沖區分析,與整個區域進行裁剪得到原始生態盲區(現狀生態盲區)。

為減少資源浪費,優先考慮原始生態盲區內有生態基礎、面積較大的生境斑塊作為生態節點,即生態修復斑塊、生態保育斑塊。生態修復斑塊是指研究期間斑塊面積減少,且減少到生態源地的最小面積閾值之下的生境斑塊,后期通過人為修復措施,使其恢復至原先斑塊規模。生態保育斑塊是指生態修復斑塊選取后的生態盲區內面積較大生境斑塊,通過生態保護加培育措施,擴大斑塊規模至最小面積閾值,可進一步減少生態盲區。為針對性消除剩余生態盲區,需要增添一部分生態節點,即生態培育斑塊。借助Graphab 2.4軟件生成點的功能,按最小面積閾值大小生成節點。經生態修復/保育/培育后,原始生態盲區的面積基本消除。

1.2.3生態廊道優化

考慮生物遷徙是對自然適應現象,一般選擇累積阻力最低的路線[37],因此采用最小累積阻力模型生成潛在廊道。關于阻力類型劃分,阻力值和權重設定方法詳見文獻[23]。通過增大阻力閾值的方法,使生態源地互通互聯,新增加的生態廊道可作為生態廊道優化內容。

1.2.4生態網絡評價

基于圖論指標,對優化前后生態網絡性能進行分析。利用圖論中表示連接度的相關指數,即二進制連接度指數H[27]、IIC[27,31],以及概率連接度指數PC[27,31],對生態網絡景觀連通性進行評價。

基于優化后的生態節點進行重要性評價,明確重要斑塊分布。斑塊重要程度不僅體現在斑塊在生態網絡中拓撲位置中心性和連接度重要性,還體現在斑塊具備自身生態功能上,而斑塊面積大小在很大程度上代表生境斑塊的功能。因此,將斑塊重要性指數dI[27,31]、斑塊中心度BC[20,31]和斑塊面積等運用z-score標準化處理,采用熵權法確定各節點的相應權重,計算節點重要程度并排序。將節點重要程度與優化后生態源地進行關聯,按自然斷點法將重要程度分級,分為極重要斑塊、較重要斑塊、重要斑塊、一般重要斑塊四類。

2 結果分析

2.1 生態網絡識別結果

(1)最小面積閾值確定

對兩期景觀類型數據進行分析,斑塊數量隨最小面積閾值增加快速下降,在0.1—0.175 km2時,生態源地斑塊數量基本維持平衡,之后斑塊數量減少程度呈現平緩態勢(圖2)。圖2中生態源地的總面積隨最小面積閾值的增加而減少,而生態源地占區域總面積的比例維持在22%—13%,且在0.1 km2左右曲線下降趨勢呈平緩態勢?；诖?設定最小生態源地面積閾值為0.1 km2,被剔除的斑塊雖數量較多,但單個面積較小、分布細碎且分散,對區域生態環境影響較小。

圖2 生態源地斑塊最小面積閾值設定變化Fig.2 Changes in the minimum area threshold of ecological source patch

(2)最佳距離閾值確定

對斑塊間鏈接數(NL)、組分數(NC)進行對比分析,可初步判斷景觀穩定性范圍[34]。2018年金壇區NL、NC值隨距離閾值的變化情況,可劃分為4個階段(圖3)。①當距離閾值≤200 m,NC值急速下降,表明景觀組分在此距離閾值階段不穩定。②當距離閾值設為200—1000 m,NC值開始緩慢下降,但NL值上升幅度未發生明顯變化。此階段景觀組分下降幅度明顯變緩,景觀鏈接數增長幅度較為穩定,說明此距離閾值區間內景觀穩定性較好。③當距離閾值設為1000—2000 m,NC值平緩下降,NL上升幅度逐漸加大。雖然在該階段景觀組分趨于穩定,但景觀鏈接數變化幅度較大,此階段不適合作為理想距離閾值范圍。④距離閾值≥2000 m,景觀組分值最終穩定減小到1,可認為研究區生態斑塊基本全處于相互連接狀態,不能將該距離閾值作為合適的距離閾值范圍?；诖?最佳距離閾值在200—1000 m。

圖3 2018年金壇區NL、NC值隨距離閾值的變化Fig.3 Changes in the distance threshold of NL、NC

對等效整體連通性指數(EC(IIC))和等效可能連通性指數(EC(PC))進行對比分析,可進一步縮小最佳距離閾值范圍[34]。從圖4看出,2018年金壇區EC(IIC)、EC(PC)值變化情況可劃分為4個階段。①距離閾值≤400 m,等效整體連通性指數(EC(IIC))隨距離閾值的呈現增長趨勢,增長幅度較穩定,但隨距離閾值的增加,景觀穩定性也在變化。②距離閾值在400—800 m,等效整體連通性指數(EC(IIC))變化微弱,景觀連通性增長幅度較為穩定,說明此距離閾值區間內景觀穩定性較好,可以進行景觀連接度分析。③距離閾值在800—1000 m,等效整體連通性指數(EC(IIC))開始快速增長,景觀連通性趨于不穩定。④距離閾值≥1000 m,等效整體連通性指數(EC(IIC))增長較快,不適合將該距離閾值作為合適的距離閾值范圍。綜上,2018年合適的距離閾值范圍為400—800 m。

圖4 2018年金壇區EC(IIC)、EC(PC)值隨距離閾值的變化Fig.4 Changes in the distance threshold of EC(IIC)、EC(PC)

根據斑塊重要性指數,可以進一步確定合適的景觀距離閾值。斑塊重要性指數相差越小,表明景觀距離閾值設置越有效[22]。以2018年為例,篩選面積數量最大的前6位生境斑塊,分別設定400、500、600、700、800 m距離閾值,分析斑塊重要性指數dLCP、dIIC、dPC的變化情況,結果如圖5。隨著距離閾值的增加,斑塊重要性指數dLCP、dIIC、dPC之間的差異也逐漸變大。當距離閾值最小為400 m時,斑塊重要性指數差異最小。因此,2018年最佳距離閾值為400 m。2011年也用相同方法分析,得到最佳距離閾值仍為400 m。

圖5 2018年金壇區斑塊重要性指數隨距離閾值的變化Fig.5 Changes in the distance threshold of patch importance indices

(3)生態網絡識別

在距離閾值400 m且生境斑塊面積大于0.1 km2條件下,識別2018年研究區生態網絡。根據圖6可知,研究區具有兩大景觀組分,分別為西部茅山風景區、南部長蕩湖區域,尤其南部長蕩湖對區域生態環境有著重要影響,是連接中部、東部的重要景觀組分。但部分景觀組分仍位于孤立邊緣,與其他生境斑塊連接較差,尤其是西部丘陵山區與中部景觀之間存在較大阻隔,形成茅山以東的復雜零碎斑塊,應重視西部丘陵山區邊緣地帶的生態廊道和生態節點建設,以保障區域生態安全。

圖6 2018年金壇區生態網絡Fig.6 The ecological network of Jintan in 2018

2.2 生態網絡優化結果

(1)生態節點原始盲區分析

在2018年生境斑塊(面積大于0.1 km2)基礎上,結合最佳距離閾值,確定生態節點的影響范圍。原始生態盲區面積為271.5 km2,占整個研究區(975.73 km2)的27.83%,即生態節點影響范圍占比72.17%。從圖7看出,生態盲區大面積分布在西部丘陵山區向中部景觀過渡地帶,東部經濟開發區(東城街道)以及直溪鎮北部片區等范圍。

圖7 2018年金壇區生態盲區圖Fig.7 The ecological blind area of Jintan in 2018

(2)生態節點優化結果

①明確生態修復斑塊。生態修復斑塊分布零散,包括直溪鎮西北部、錢資蕩南部等區域(圖8)?；谧罴丫嚯x閾值和生態修復斑塊分布,得到生態修復后生態盲區Ⅰ,其面積為244.95 km2,與原始生態盲區相比減少了26.55 km2。

②確定生態保育斑塊。在生態盲區Ⅰ基礎上,選擇生態盲區內的2018年生境斑塊,去除原始的生態源地和生態修復斑塊,利用自然斷點法,將其余斑塊按面積大小分為5類,取最高等級(斑塊面積大于3.24 hm2)的生境斑塊作為原始生態保育斑塊。由于生態保育斑塊面積較小(最小面積僅為3.24 hm2),為使所有生態保育斑塊達到生態源地最小面積10 hm2,設定緩沖距離為75 m。將面積擴大后的生態保育斑塊作為最終的生態保育斑塊,主要分布在夏溪河東部、揚溧高速路兩側、湟里河北部區域等(圖8)。經生態保育斑塊的保護和培育后,生態盲區Ⅱ減少至188.52 km2,在生態盲區Ⅰ基礎上又減少了56.43 km2。

③添加生態培育斑塊。在生態盲區Ⅱ基礎上,通過設置柵格大小和生態節點最小距離閾值等參數,生成生態培育斑塊的空間位置。為達到最小面積閾值,將生態培育斑塊設定為半徑為300 m的圓形區域。從圖8可以看出,生態培育斑塊主要分布西部丘陵山區向中部景觀過渡地帶、東部經濟開發區(東城街道)等原始生態盲區。將生態盲區Ⅱ與生態培育斑塊影響范圍進行裁剪,得到最終的生態盲區Ⅲ。生態盲區Ⅲ形狀極為不規則,且面積極小,可認為研究區內幾乎不存在生態盲區。經生態節點優化后,生態盲區減少了221.24 km2,生態節點影響范圍達到94.85%。

圖8 優化后生態節點與生態盲區分布圖 Fig.8 The distribution of ecological nodes and ecological blind spots after optimization

(3)生態廊道優化結果

首先,利用最小累積阻力模型(MCR)生成2018年現狀的潛在生態廊道。從圖9看到在距離較近或阻力較小的區域生態廊道密集分布,但距離較遠的生態廊道發生斷裂,因此導致生態廊道長度很短,平均值僅有174.57 m。其次,利用生態節點優化結果,生成節點優化后潛在生態廊道。經節點優化后的生態廊道長度平均值達到232.77 m,比之前生態廊道平均值增加了56.2 m。從圖9中可以看出,經節點優化后生態廊道密度大大增加,但仍有廊道沒有連接。最后,通過增加距離閾值的方式,優化生態廊道布局。優化后生態廊道長度平均值達到704.08 m,比之前節點優化后的生態廊道平均值增加了471.31 m,比現狀生態廊道長度平均值增加了529.51 m。最終優化后生態廊道愈加密集,并使生境斑塊間互通互聯。

圖9 優化后的生態廊道分布圖Fig.9 The distribution of ecological corridors after optimization

2.3 生態網絡性能評價

(1)生態網絡優化評價

優化前后生態網絡的景觀連接度指數計算結果見表3。優化后生態網絡連接度大大提高,其中Harary指數增加了10.92倍,整體連接度指數(IIC)增長了43.45%,可能性連接度指數(PC)增長了99.58%,表征優化后生態網絡連接更穩固,也較優化前網絡更穩定。

表3 優化前后生態網絡性能評價表

(2)斑塊重要程度評價

對優化后生態節點進行重要性評價,得到斑塊重要性的評價結果(圖10)。從圖中可以看出,金壇區極重要斑塊分布在南部長蕩湖、錢資湖濕地及其周邊區域；較重要斑塊分布在天荒湖濕地保護區周邊,通過丹金溧漕河與南部長蕩湖相連；重要斑塊分布大致分為5處,分別為西部茅山、朱林鎮中南部、北干河、通濟河、夏溪河周邊區域。一般重要斑塊規模最小,主要零散分布在原始生態盲區,為重要斑塊間相互連接起到踏腳石作用。

圖10 優化后斑塊等級評價圖Fig.10 The rating of ecological patches after optimization

3 討論

3.1 生態網絡修復策略

根據《金壇市城市總體規劃(2013—2030年)》,金壇區將構建東部城市集聚發展片區、西部山地旅游度假片區、南部湖蕩休閑度假片區發展格局,重點發展薛埠鎮為西部山區旅游度假核心,儒林鎮為南部湖蕩休閑度假片區核心。為建成生態宜居城市,金壇區提出重點保護山水生態資源,劃分生態保育區、生態過渡區、生態建設區,構建“生態廊道-生態斑塊-生態基質”生態格局。依托現狀生態環境,金壇區針對重點生態功能區域提出了生態保護和建設的規劃愿景,而對生態保護修復策略和路徑缺乏相應研究。此外規劃發展格局與生態格局在實際操作上可能存在沖突,比如東部城市集聚發展片區包含生態保育區,重點發展鎮(如薛埠鎮)在未來建設中會對西部山區生態系統產生干擾等?；诖?研究提出重要斑塊生態保護、關鍵節點生態修復、特殊區域生態建設等差異化生態網絡修復策略,以期更好維護區域生態安全格局。

(1)重要斑塊生態保護策略?；诂F有規劃和斑塊重要性評價結果,重點對南部長蕩湖保護區、錢資湖重要濕地、天荒湖濕地保護區、丹金溧漕河、西部茅山保護區等生態斑塊進行保護,禁止進行有損生態的開發建設活動。其中南部長蕩湖保護區、錢資湖重要濕地是極重要斑塊,天荒湖濕地保護區是較重要斑塊,丹金溧漕河是連接南部長蕩湖極重要斑塊和北部較重要斑塊的通道,這些區域應加強保護。

(2)關鍵節點生態修復策略。綜合考慮斑塊重要性、生態修復斑塊、生態保育斑塊的空間分布,應選取關鍵節點開展生態修復,包括直溪鎮西北部、錢資蕩南部、夏溪河東部、揚溧高速路兩側、湟里河北部等區域。其中錢資蕩南部、夏溪河東部位于城鎮集聚發展區,應加強對現有較大生境斑塊的生態保護與培育,對退化或損壞生境斑塊的整治修復,同時嚴禁城鎮無序發展和綠地斑塊隨意占用。直溪鎮西北部、揚溧高速路兩側、湟里河北部屬于城鎮外圍郊區,適宜較大規模生態修復,開展生態休閑型產業、郊野公園建設等,以擴大生境斑塊規模。

(3)特殊區域生態建設策略?；诎邏K重要性和原始生態盲區,結合生態培育斑塊、生態廊道優化結果,對揚溧高速周邊區域、東部經濟開發區(東城街道)、直溪鎮西北部、丹金溧漕河兩邊、堯塘街道南部、湟里河以北區域開展生態建設。其中揚溧高速周邊區域涉及薛埠鎮、朱林鎮、指前鎮,主要位于西部丘陵山區向中部生境斑塊連接的景觀斷裂帶上,是生態建設最主要區域,應重點推進生態化建設,打造郊野生態游憩空間,布局綠化帶和生態廊道,維持區域生境斑塊連通。針對東部經濟開發區、丹金溧漕河兩邊,應加強城市生態建設,配置公共綠地、城市公園、綠化隔離帶等,使人工生態與自然生態相融合。

3.2 方法與結果適用性

3.2.1最小面積閾值設定

生態源地最小面積閾值設定是為了剔除數量眾多的面積較小、分布零散的生境斑塊,因此采取綜合指標評價方法驗證是否達到預期效果。以2018年為例,選取斑塊面積表征斑塊大小,利用熱點分析結果表征斑塊分布程度(按等級賦分0、1、2、3),將這兩個指標標準化后進行加權計算得到綜合評價結果。研究中生態源地257個圖斑,將生境斑塊綜合得分前257個圖斑與生態源地進行疊加,分析空間重合率?？臻g重合率越高,說明方法越有效。經計算,兩者空間重合率達100%,說明最小面積閾值選擇確實達到了剔除面積較小、分布零散的生境斑塊目的。此外,將選取的生態源地與研究區生態紅線數據進行疊加,分析空間容錯率。經計算,生態源地與生態保護紅線的空間重合面積7886.96公頃,兩者重合率達94.15%。不重合的區域主要分布在斑塊邊緣,且面積較小、位置零散。

3.2.2最佳距離閾值設定

以生物多樣性保護的視角,很難開展最佳距離閾值的實地驗證[8,38]。如Brown等[39]在評估森林采伐對生物多樣性的影響時,通過多種物種分布數據和基于個體物種模型綜合分析,設定斑塊緩沖距離為500 m,與本研究最佳距離閾值較為接近。此外,還可通過生態源地緩沖區分析,比較不同緩沖距離下生境斑塊面積比例變化情況,驗證最佳距離閾值適用性[40]。隨著緩沖距離增加,緩沖區內生境斑塊面積占比在不斷下降,下降速率明顯變緩的轉折點所對應的緩沖距離即為最佳距離閾值。從圖11可知,最佳距離閾值約400 m,與本研究得到結果一致。綜上,本研究設定最小面積閾值、最佳距離閾值具有合理性,同時該分析方法在實際景觀規劃操作中具有較強可復制性。

圖11 緩沖區內生境斑塊面積比例隨距離閾值變化情況 Fig.11 The ratio of habitat patch area in the buffer zone with distance threshold

3.3 研究不足與展望

目前,生態網絡研究在生態源地識別、構建阻力面、提取廊道方面作了較多探討,而對最小面積閾值、最佳距離閾值等設定明顯不足?，F有的方法更多解決的是生態網絡空間保護問題,對生態網絡構建過程中重要閾值分析較為主觀。盡管研究關于生態源地最小面積閾值、區域最佳距離閾值設定進行了有益探討,但仍然難以進行有效實地驗證,有待后續深入研究。

受基礎數據的限制,研究未考慮區域特色物種分布,基于目標物種的生態網絡研究有待完善。研究區邊界是以行政單元劃分,未考慮地理單元和相鄰地理要素的影響,可能導致生態盲區、生態節點影響范圍判別不精準。另外,研究結果在實踐應用中存在困難,如確定具體生態廊道建設位置和寬度、恢復生態修復斑塊面臨的現實問題等。后期,將結合考慮行政邊界對生態網絡構建影響,開展基于目標物種的區域生態網絡研究,進一步深化生態網絡優化和評價方法,以提升對區域生態網絡的認識。

4 結論

(1)開展生態盲區指導下網絡優化,可顯著提升區域景觀連接度。在生態節點優化上,經“生態修復斑塊-生態保育斑塊-生態培育斑塊”的識別與優化,生態盲區基本被消除。在生態廊道優化上,生態廊道長度平均值增加了529.51 m。在整體網絡優化上,優化后生態網絡Harary指數增加了10.92倍,整體連接度指數(IIC)提升了43.45%,可能性連接度指數(PC)提升了99.58%,區域景觀斑塊間連通性大大增強。

(2)金壇區部分區域存在生態景觀斷裂,生態網絡布局亟待優化。金壇區生態基底空間較優,但快速的經濟和城鎮化發展,給區域生態網絡帶來一定破壞,如部分孤立景觀組分。孤立生境斑塊主要分布在西部丘陵山區向中部生態景觀的過渡帶、東部經濟開發區、夏溪河東部,應加強重點區域的生態網絡優化建設,增強區域景觀連通性。

(3)區域生態網絡修復策略,可為國土空間生態保護修復提供借鑒。依托節約為先、保護優先、自然恢復為主的基本理念,應關注關鍵區域的國土空間生態保護修復,開展重要斑塊生態保護、關鍵節點生態修復、特殊區域生態建設策略,促進整個區域生態協調、景觀連通。