齊齊哈爾市主城區生態網絡構建與優化

謝 婧,李 文,賈 佳,趙桁嵩

(東北林業大學 園林學院,哈爾濱 150040)

近年來，隨著城鎮化進程的不斷推進，城市生態環境效益逐漸降低[1]。構建生態網絡是保障生態安全、維持區域生態系統穩定的有力途徑，對城鄉生態空間的可持續發展具有重要意義。生態網絡是基于景觀生態學原理，通過識別生態源地、構建生態廊道將研究區域內生態要素如濕地、林地、草地等有機銜接的網絡布局模式[2-5]。國內外逐漸興起多學科交叉的模型與方法，現有研究多基于景觀生態學理論，從圖論[6]、拓撲等[7-8]角度出發進行生態網絡構建。源地識別、阻力面設定與生態廊道選址是構建與優化生態網絡的關鍵步驟。源地識別方面，許峰等[9]基于形態學空間格局分析(morphological spatial pattern analysis，MSPA)方法，根據研究區巴中西部新城的土地覆被現狀，在Guidos中識別出對研究區具重要生態意義的核心區作為生態源地。Riitters等[10]基于數學相關理論進行格局分析與源地識別。史芳寧等[11]根據研究區廣西左右江流域的自然現況，注重大面積自然綠地對區域生態系統的作用，選取物種密集的25個自然保護區為生態源地。阻力面設置方面，Lookingbill等[12]考慮物種遷徙規律，通過擴散模型綜合評價斑塊間的阻力。何建華等[13]將武漢市各區人口數據作為人為干擾阻力，納入阻力面構建中。廊道識別方面，李恒凱等[14]基于最小累積阻力模型(minimum cumulative resistance，MCR)得出成本路徑作為生態廊道選址。Saura等[15]結合景觀格局分析與網絡相關理論共同確定林地斑塊間的連通廊道。楊志廣等[16]分析了潛在生態廊道的景觀結構，得出生態廊道緩沖區的適宜寬度。

齊齊哈爾市作為哈大齊工業走廊城市群的骨干之一，是黑龍江省統籌城鄉發展的先導地區，近些年大力發展重工業，工業化快速建設導致了其生態環境的惡化，水土流失與濕地退化嚴重，亟待生態環境修復與土地資源整合[17-19]。本研究以齊齊哈爾主城區為研究范圍，通過分析城市建設發展導致的土地利用變化，得出生態環境存在的主要問題，為生態網絡構建提供研究基礎。在2017年土地利用類型解譯結果中提取出林地、草地、濕地3類生態要素，通過Guidos進行基于MSPA的景觀格局分類，根據Conefor2.6得出的斑塊可能連通性指數變化量(the delta values for probability index of connectivity,dPC)來確定生態源地，應用GIS技術基于最小累積阻力模型得出潛在生態廊道，計算廊道網絡結構分析相關指數，對廊道分布稀疏地區進行科學規劃補充，合理優化區域生態網絡布局，研究結果旨在為東北老工業城市生態修復與資源整合提供理論與方法借鑒。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

齊齊哈爾市是東北地區工業發展的重要樞紐，也是黑龍江省西部經濟、政治及文化中心。地處黑龍江省西南部松嫩平原，東經123°—126°，北緯45°—48°，總體地勢平坦，北部地勢較高，東部及南部地勢較低；市域內包含嫩江等主要河流廊道，本土植被主要為草甸草原。齊齊哈爾市具有典型東北地區的溫帶大陸性季風氣候，四季分明，春季氣候干旱多風，夏秋兩季短暫而多雨，冬季漫長而寒冷。近年來，哈大齊工業走廊相關建設和產業發展對城市群起到了極大的經濟帶動作用，齊齊哈爾市以非金屬礦為工業發展特色，快速工業發展使得主城區建設用地急劇擴張[20]，侵占城鄉生態空間，濕地、林地、草地斑塊布局零散，主城區東南部與大慶市接壤的大面積濕地斑塊逐漸呈現破碎化，水土流失較為嚴重，亟待修補與資源整合。

1.2 研究方法

1.2.1 數據來源及預處理 本研究采用的數據主要包括《齊齊哈爾市統計年鑒》、齊齊哈爾市矢量路網(源自Open Street Map)、齊齊哈爾市Landsat遙感影像與DEM高程數據(源自地理空間數據云，30 m)、高清Google影像等。下載Landsat5/Landsat8衛星在相等間隔(2003年、2010年、2017年)的三期影像以及DEM，2003年、2010年、2017年三期精度為30 m的Landsat影像均選自6—9月的無云影像，土地利用類型清晰，植被覆蓋良好。通過ENVI與ArcGIS分別對三期影像進行幾何校正、輻射校正、大氣校正、波段融合，根據本研究需要，將土地利用類型分為濕地、林地、草地、耕地、建設用地和未利用地6類。以目視解譯法根據Google Earth高清歷史影像對數據進行糾錯，每期隨機生成200個樣點，通過ENVI混淆矩陣和精度評價進行驗證，得出分類精度分別為84.5%，88.0%，87.5%，平均精度為86.67%，滿足后續研究需要。

1.2.2 基于MSPA方法的景觀識別 形態學空間格局分析法(morphological spatial pattern analysis，MSPA)在生態源地識別方面應用較多，從生態結構連通性入手，基于數學原理對圖像柵格進行空間格局的識別分析[21]。本研究基于解譯出的2017年土地利用類型柵格圖(像元大小為30 m)，提取濕地、林地、草地作為MSPA的前景要素，因考慮耕地的人為干擾程度較強，將耕地、建設用地、未利用地設為背景，轉換成tiff格式的二值圖，在Guidostoolbox中識別出7種景觀類型，分別為核心區、橋接區、島狀斑塊、環道區、邊緣區、支線、孔隙。

1.2.3 生態源地景觀連通性評價 應用Conefor 2.6軟件，根據斑塊連通距離閾值和連通概率可計算出斑塊的景觀連通性相關指數。景觀連通性是衡量區域生態斑塊相聯系程度的重要指標之一，可能連通性指數(the probability index of connectivity,PC)在現有研究中應用較多，其分析優勢在于綜合考慮了物種遷移能力和擴散概率，是現階段較為成熟的評價指標；可能連通性指數變化量(the delta values for probability index of connectivity,dPC)常用來反映斑塊重要性[22]，公式如下：

(1)

(2)

1.2.4 阻力面的構建 斑塊阻力值表示物種擴散的困難程度，對生態網絡構建具有重要意義。根據研究區人為干擾與實地調研情況，結合文獻[23-24]對各土地利用類型進行阻力賦值，賦值范圍1～100。基于MSPA方法對生境斑塊的識別，生態源地是物種生存的最佳場所，面積較大，具有保護生物多樣性的作用，對物種擴散幾乎不產生阻力，此類土地的阻力值最小，賦值為1。其他核心區阻力值相對生態源地稍有增大，但因核心區具有較高的生態價值[23]，在整體阻力中仍屬于低阻力區。橋接區是核心區之間的銜接斑塊，起到廊道連通的作用，促進區域信息流動，阻力較小，賦值為10～20。島狀斑塊為區域生態系統中的潛力節點，但與其他斑塊連通程度一般，賦值為30。除dPC值較高的核心區、橋接區外，其他草地、林地、濕地斑塊面積較小、連通性差，此類土地的阻力值相對較大，賦值在30～50。耕地受到較強的人為干擾，賦值為80。建設用地為硬質表面，是人為干擾最強的區域，阻力值最大，賦值為100。

坡度與海拔對物種擴散具一定程度影響[13]，阻力賦值范圍為1～100。根據寒地物種棲息地的特征[25]，坡度小于5°時，幾乎不影響物種擴散，賦值為1。遷徙難度隨坡度增加而增加，當坡度大于20°，物種遷徙較困難，此類地形阻力較大，賦值為80。海拔上，物種擴散難度隨高程增加而增大。研究區域景觀要素較復雜，土地利用類型在阻力面的構建中占有較大權重，坡度因子次之，因研究區處于東北平原，地形海拔較低，對物種影響較小，其權重也相對較小。綜上，基于熵值法[26]計算各類指標的離散程度，分析得出土地利用類型、坡度、高程的權重分別為0.58，0.25，0.17 (表1)。

表1 阻力面賦值及權重

1.2.5 基于MCR的生態廊道構建與優化 最小累積阻力模型(minimum cumulative resistance model，MCR)是現有生態廊道識別的有力途徑[27]，該模型計算源點到目標點所需克服的最小累積阻力，獲得兩斑塊之間的最小成本路徑，即物種擴散最優通道，公式如下：

(3)

式中:MCR為最小成本值;Dij表示從原點j到空間單元i的空間距離;Ri表示空間單元i的阻力系數。

重力模型[28]能夠科學評價生態源點與目標點之間的相互作用程度，相互作用力值越大，兩者間的廊道在區域生態系統中具有越重要的地位。經過重力模型計算可得出區域廊道重要性分級，并對廊道稀疏地區進行補充，科學優化生態網絡結構。重力模型公式如下：

(4)

式中:Gij代表研究區域內斑塊i與j之間的相互作用力強度；Si為斑塊i的面積；Sj為斑塊j的面積；Pi為斑塊i的阻力值；Pj為斑塊j的阻力值；Lij為斑塊i與斑塊j之間廊道的累積阻力值；Lmax為研究區域所有廊道的最大累積阻力值。

網絡閉合指數(α指數)、網絡連接度指數(β指數)、網絡連通率指數(γ指數)反映出區域生態系統中源地與廊道的連通關系以及生態網絡結構的復雜程度，指數數值與生態廊道連通性呈正相關[29-30]，計算公式如下：

(5)

(6)

(7)

式中:L為生態廊道數;V為生態節點數。通過計算對比生態網絡優化前與優化后的網絡結構指數來量化網絡優化結果。

1.2.6 網絡緩沖區生態敏感性分析及生態斷裂點修復 生態敏感性是指某區域生態系統受人類活動干擾后的環境變化程度，表示該區生態環境被破壞的可能性，高敏感區的生態效益更易因人為干擾而下降[31-32]。對優化后的“源地—廊道”生態網絡體系構建多級緩沖區，結合文獻[33-34]將生態網絡“源地—廊道”體系50 m緩沖區內作為極敏感區，50～200 m為高敏感區，200～500 m為中敏感區，500～1 000 m為低敏感區，其余地區為不敏感區。根據結果提出相應的保護措施，為城市生態規劃相關工作提供參考[35]。在生態網絡建設過程中，生態斷裂點的存在不容忽視[11,36]。生態網絡體系與研究區域內穿行的鐵路、高速路、國道相交處為生態斷裂點，通過Open Street Map網站和QGIS軟件獲取研究區域矢量路網，在ArcGIS中與廊道疊加取交點并進行分級評價，根據結果提出相關修復建議。

2 結果與分析

2.1 研究區域土地利用變化

隨著城鎮化的推進，建設用地不斷擴張，研究區生態斑塊總面積減少，區域生境呈現破碎化的趨勢。根據分析結果(表2)，2003—2017年，研究區域建設用地面積不斷增加，未利用地減少，各生態斑塊也處于不斷變化中。2003年耕地面積為1 553.11 km2，所占比重最大，濕地所占的面積比僅次于耕地，建設用地面積為354.28 km2，占總面積的8.59%；到2017年，建設用地占研究區域總面積的10.66%，林地、草地、濕地面積均減少，區域生態環境亟待保護與修整。

表2 研究區域2003-2017年各類土地利用變化

2.2 基于MSPA的景觀分析

以2017年土地利用類型柵格數據中的濕地、林地、草地作為MSPA的前景要素，耕地、建設用地、未利用地作為背景要素，將柵格轉化為tiff格式的二值圖，導入Guidos識別出7種景觀類型，分別為核心區、橋接區、島狀斑塊、環道區、邊緣區、支線、孔隙，由表3看出，核心區面積為850.43 km2，所占比例最大，為54.16%，其次為邊緣區，占比15.91%，而島狀斑塊、環道區與孔隙所占比例較小，表明齊齊哈爾主城區景觀構成以較大型斑塊為主，且斑塊具有邊緣復雜、形態破碎等特征，支線的總面積為122.19 km2，占比為7.78%，大型斑塊的外圍分布較多支線，表明斑塊較易與外界進行物質能量交流。

表3 不同景觀要素的生態學含義及面積占比

2.3 景觀連通性評價與生態源地提取

結合前人研究[9,11,23]，設置斑塊連通距離閾值設為500 m，連通概率為0.5，通過Conefor 2.6計算，根據結果進行景觀分級，將核心區分為四級：生態源地dPC>0.1，一級核心區0.1>dPC>0.05，二級核心區0.05>dPC>0.01，三級核心區0.01>dPC。提取面積大于2.5 hm2的橋接區并分為3個等級：一級橋接區dPC>0.8，二級橋接區0.8>dPC>0.2，三級橋接區0.2>dPC。提取面積大于2.5 hm2的島狀斑塊作為潛力節點，綜合評價見圖1。為有效區分，核心區dPC值取小數點后三位，結合文獻[13,16,23]選取dPC>0.1的16個斑塊作為生態源地(表4)。

圖1 基于dPC指數的核心區、橋接區及島狀斑塊分級評價

表4 核心區(生態源地)景觀連通性重要程度排序

2.4 生態廊道構建

基于最小累積阻力模型(MCR)，根據16個生態源地與前期分析得出的研究區綜合阻力面，在ArcGIS中計算每兩斑塊間的成本路徑，16個生態源地間存在共計120條生態廊道。通過重力模型計算16個生態源地之間的相互作用矩陣(表5)，參照前人研究[16,37]，將相互作用力大于5的廊道提取出來，作為重要生態廊道，共計14條，其余作為一般廊道，共計106條(圖2)。表5表明，斑塊10與斑塊11間相互作用力最大，為326.32，說明此兩斑塊間距離較短，物種遷徙擴散阻力相對較小，斑塊關聯度較高，在未來規劃中應加強斑塊10與斑塊11間生態廊道的圍合保護。

表5 基于重力模型構建的生態源地相互作用矩陣

2.5 生態廊道優化

圖2表明，生態廊道集中于研究區東南部，東南部生境斑塊面積較大，景觀連通性較好，而西北部廊道體系連通性較差，結合參考文獻[16]，在研究區西北部重新選取具有重要生態意義的斑塊，構建新廊道來完善研究區生態網絡體系。根據前期MSPA分析結果，核心區具較高的生態效益，選取研究區西北部除生態源地外，剩余核心區中面積較大且連通性高的斑塊作為補充生態源地。對于研究區邊界處的核心斑塊應重點考慮，因其位于邊界，其與內部源地建設生態廊道后，廊道體系將全面覆蓋研究區，此生態網絡體系更為完善[16]。最終選取7處補充生態源地(表6)，與原有源地進行補充計算，得出新增133條規劃廊道(圖3)。

圖2 研究區域生態廊道識別與分級

圖3 優化后研究區域生態網絡體系

表6 補充生態源地生態屬性及選擇依據

通過廊道網絡閉合指數(α指數)、網絡連接度指數(β指數)、網絡連通率指數(γ指數)對優化前后的生態網絡體系進行對比。結果如下：優化前的生態源地數(網絡節點)為16，廊道總數為120，α，β，γ指數分別為3.89，7.50，2.86；優化后的生態源地數(網絡節點)為23，廊道總數為253，α，β，γ指數分別為5.63，11.00，4.02，生態網絡連通性有較大提升，表明生態網絡結構得到優化，規劃的潛在生態廊道提高了區域生態源地連接水平，增強了區域生態系統穩定性。

2.6 網絡緩沖區生態敏感性分析

將優化后的“源地—廊道”生態網絡體系進行分級緩沖區分析，生態網絡體系50 m緩沖區內為極敏感區，面積為584.91 km2；50～200 m緩沖帶為高敏感區，面積為455.33 km2；200～500 m緩沖帶為中敏感區，面積為631.60 km2；500～1 000 m緩沖帶為低敏感區，面積為779.61 km2；1 000 m緩沖帶外的其他地區面積共1 652.72 km2，為不敏感區(圖4)。極敏感區占研究區域總面積的14.18%，其比重大于高敏感區的11.04%，在未來生態規劃中，潛在生態網絡較近范圍內的緩沖區應格外注重相關法律法規的制定，禁止隨意開發建設。在低敏感區與不敏感區可根據實地情況，在避讓生境斑塊的前提下進行適度的開發建設。

圖4 生態網絡體系緩沖區評價

2.7 生態網絡斷裂點及修復措施

將從Open Street Map網站和QGIS軟件獲取的矢量路網在ArcGIS中與生態廊道疊加，得出斷裂點共計352個。其中，一級斷裂點為生態廊道與鐵路交匯點，共計116個；二級斷裂點為生態廊道與高速路交匯點，共計108個；三級斷裂點為生態廊道與國道交匯點，共計128個(圖5)。生態斷裂點在平齊鐵路沿線上較為集中，在未來生態保護工作中需注重在相關生態廊道斷裂點處修建橋上、橋下通道，為物種擴散提供通道；可結合實地情況建設立體綠道活動空間，調節區域小氣候，滿足居民日常活動需要。

圖5 研究區域重要道路與生態斷裂點分布

3 結論與討論

3.1 結 論

構建并優化生態網絡能夠增強區域生態系統的物質能量流動，緩解工業城市在發展建設中對生態環境產生的破壞，對城鄉生態可持續發展具有重要意義。本文通過探究齊齊哈爾市主城區2003—2017年的土地利用變化，得出現階段研究區域存在的生境斑塊減少、斑塊破碎化等生態問題，為生態網絡的構建與優化提供建設方向，在東北重工業城市因地制宜的生態規劃策略方面進行了一定的創新。基于形態學空間格局分析(MSPA)方法與景觀連通性識別出生態源地，并結合區域景觀類型與地形要素構建阻力面，基于最小累積阻力模型(MCR)識別潛在生態廊道。通過重力模型計算對廊道進行重要性分級，通過相關網絡指數科學評價生態網絡體系優化結果，并構建生態網絡體系緩沖區作為研究區域生態敏感性分區，為后續相關部門的生態規劃工作提供建設參考。研究結果表明：齊齊哈爾市主城區在城鎮化進程中，生態斑塊逐漸破碎化，生境面積減小，邊緣趨于規則。核心區生態源地集中于研究區東南部的自然濕地以及穿過主城區的嫩江支流，原提取出生態源地共16處。重要生態廊道共計14條，一般生態廊道共計106條，主要集中于研究區東南部，在東北部亦有少量分布，而西北部的生態廊道存在連通水平不均、缺乏閉合環路等問題，生態網絡體系有待完善。通過計算補充了7個生態源地與133條規劃生態廊道，根據網絡指數計算得出，優化后的生態網絡結構連通性有了較大提升。優化后的生態網絡體系共計23處生態源地、253條生態廊道，旨在為區域生態保護區劃定與防護林廊道建設提供參考。根據網絡體系緩沖區的生態敏感性分區得出未來規劃中的重點保護區域與適度開發區域，根據352個生態斷裂點布局得出立體綠道擬修建位置，為齊齊哈爾市相關生態規劃設計策略的制定提供選址與方法借鑒。

3.2 討 論

結合前期分析，研究區域西北部耕地斑塊面積較大，作為人為活動較強的區域，可能對斑塊內小型林草地產生干擾破壞，應加大對此類小型斑塊的保護力度，通過科學補植修復破碎林草地生境，提高區域生態系統的物質能量流動與生物多樣性。本研究對東北老工業城市的生態網絡構建與優化仍處于嘗試探索階段，整體研究過程中存在以下不足：首先，源地選擇沒有綜合考慮到研究區內不同物種的生存規律差異，源地的擴充還需進一步斟酌；其次，阻力面的構建缺乏對城市人口遷移等影響因子的考慮。希望在未來研究中能夠不斷完善，為齊齊哈爾等工業城市的綠色建設提供更為科學的生態網絡構建與優化策略。