武漢城市圈生態網絡時空演變及管控分析

李紅波,黃 悅,高艷麗

華中農業大學公共管理學院, 武漢 430070

隨著我國城市化的不斷推進和經濟的快速發展,都市圈和城市群已成為城市化發展的新特征。城市圈作為高度密集的經濟活動區域,在區域經濟協調發展過程中具有重要的地位,但人口和工業的高度密集干擾了區域的生態環境,造成生境質量下降,景觀破碎化加劇,區域生態安全和生物多樣性受到威脅[1-3]。2018 年《中共中央國務院關于建立更加有效的區域協調發展新機制的意見》[4]指出,建立由中心城市引領的城市群聯動發展、城市群帶動區域發展新模式是未來城市化發展的新趨勢。研究城市群內部生態網絡的變化規律,實現生態保護與經濟發展的雙贏[5],對城市圈經濟與生態的協調發展具有重要意義。生態網絡是一種可以將生態源地、生態廊道、生態節點進行空間有機連接的網絡體系,通過設置踏腳石和修復生態斷裂點連接破碎的斑塊,增強景觀連通性,促進源地之間的物種遷移和能量流動[6-8],對生物多樣性保護和生態環境可持續發展具有重要的理論和現實意義[9]。

目前,不少學者從景觀生態學角度對不同尺度的生態網絡進行了研究,在研究過程中產生了許多的模型和方法,其中形態學空間格局方法(Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA)和最小累積阻力(Minimum Cumulative Resistance, MCR)模型使用最為廣泛[10- 12]。MSPA方法是基于土地利用柵格數據從像元層面識別出景觀連通性高的生態區域[13-14],能夠根據景觀的位置與形態特征篩選出具備廊道屬性的橋接、支線和環道等景觀類型[15-16],使得生態源地的選取更具科學性。最小累積阻力模型是基于GIS平臺,綜合地形地貌、人類活動等多種因素模擬源地之間的最小成本路徑,該模型的關鍵在于生態阻力面的構建和生態源地的選擇,通常結合景觀連通性指數、重力模型、電路理論和圖譜理論等方法對生態網絡進行構建和優化[17- 20]。已有研究從生態源地選取、阻力面影響因子指標、廊道重要性識別以及網絡優化等領域進行了深入探索[21- 25],為本研究提供了很好的思路借鑒。

自2007年武漢城市圈推行“資源節約型和環境友好型”社會建設綜合配套改革試驗區以來,伴隨著新的經濟發展機遇的同時,城市圈五環和六環高速公路相繼建設,生態用地保護壓力增大,生態用地總量及分布、生態連通性面臨很大的不確定性。緩解快速城市圈建設與生態環境的矛盾,必須把“資源節約型、環境友好型”社會建設作為生態文明建設的重要目標融入到城市圈建設與發展的過程中,需要統籌協調城市圈城鄉生態網絡空間體系。《長江中游城市群發展規劃(2015)》提出,落實武漢城市圈的生態文明建設,要著力于打造城市群中的“綠心”區域,以南部林區為核心,構建以生態廊道、生態節點所組成的整體城市圈的綠色生態網絡體系。武漢城市圈作為國家級試驗區,是中部崛起的中堅力量,在山水林田湖草系統治理的背景下,建立一體化的城市圈生態網絡體系自然骨架,促進“兩型社會”的建設與實施,從而創造人與自然和諧的生態城市圈。

本文以武漢城市圈為研究區,根據4期土地利用數據,以“兩型社會”試驗區“未設置前、基本形成后”的兩個關鍵節點即2000年和2018年作為參照時間,采用MSPA方法識別和提取出對物種遷移和能量交換具有重要作用的核心區景觀,選用景觀連通性指數對核心區進行景觀連接度評價,將斑塊重要性指數高的核心區斑塊作為生態源地。基于最小累積阻力模型模擬生態廊道構建城市圈生態網絡,最后采用重力模型對生態廊道結構進行評價分析,探討1990—2018年武漢城市圈生態網絡的演變規律及“兩型社會”試驗區設置前后生態網絡水平的變化情況,并對城市圈生態網絡提出管控建議,以期為連續而完整的生態網絡體系的武漢都市圈培育、引導國土空間規劃和重要生態系統保護和修復工程提供一些參考。

1 研究區概況

武漢城市圈地處湖北省東部、長江中游、漢江平原中東部,位于28°50′—31°57′ N,112° 22′—116° 22′ E。它是以武漢市為中心,包括周邊黃岡、黃石、鄂州、孝感、咸寧、仙桃、潛江、天門8個城市所組成的城市群(圖1),是中部崛起的重要戰略支點。區內建立健全資源節約、環境保護的體制機制,著力推進資源節約型和環境友好型社會建設,推動跨區域生態保護與開發利用,大力發展循環經濟,初步形成了“一核一帶三區四軸”的城市化發展框架和“一環兩翼”的生態區域保護格局。2018年,城市圈總面積約為5.8萬km2,占全省的31.2%,常住人口約為3800萬人,占全省的64.2%,形成了優勢互補、資源共享的經濟發展格局。但隨著城市化的快速發展,建成區不斷向外擴張,勢必會擠占周圍的優質耕地和生態用地,城市圈未來國土空間可持續發展面臨嚴峻挑戰。因此有必要研究1990—2018年武漢城市圈的生態網絡時空演變趨勢,并探究“兩型社會”戰略下如何構建區域協調一體的生態網絡體系,為城市圈未來生態空間規劃和可持續發展提供參考。

圖1 研究區位置及范圍Fig.1 Location and range of study area

2 數據與研究方法

2.1 數據來源

本文研究的數據包括1990、2000、2010、2018年的landsat TM/OLI遙感影像數據、DEM數據、道路矢量數據,遙感影像數據和DEM數據來源于地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/),分辨率為30 m,道路數據來源于OpenStreetMap網站(https://www.openstreetmap.org/)。利用ENVI 5.1軟件對4期遙感影像進行輻射定標、大氣校正、鑲嵌、裁剪等預處理,再采用面向對象的方法進行分類,參考《土地利用現狀分類》標準( GB /T 21010—2017),并根據研究需要進行重新分類,將武漢城市圈土地利用類型劃分為耕地、林地、草地、水域、建設用地、未利用土地6類。結合Google地圖和實地調研對分類結果不斷進行修正,最終解譯精度為83.7%,符合本次研究的精度要求。遙感解譯得到的武漢城市圈4期的土地利用分類結果如圖2所示。

圖2 四期土地利用分類圖Fig.2 Land use classification of four periods

2.2 研究方法

2.2.1基于MSPA方法的景觀格局分析

形態學空間格局分析方法(MSPA)是Vogt等學者提出的能夠比較精確的對柵格圖像進行空間格局功能類型劃分的一種方法[26],能識別出像元層面上對區域景觀連通性有重要作用的斑塊[27],為生態源地和生態廊道的選擇提供更加科學的依據[25,28]。根據MSPA方法的需要,利用ArcGIS將遙感解譯后的土地利用分類數據轉換為30 m×30 m的二值TIFF柵格數據。MSPA方法的研究對象分為前景和背景兩類,將林地、草地、水域作為前景數據,耕地、建設用地和未利用土地作為背景數據。運用GuidosToolbox軟件,采用八鄰域分析方法進行景觀格局分析,在進行骨架抽取、腐蝕運算等一系列的數學計算后,獲得了具有不同功能的7種景觀類型(表1),并統計MSPA分析結果。其中核心區一般是前景圖像中面積較大的生態斑塊,可以為物種棲息與遷移提供良好的基底,具有較高的生態服務價值,可以從中選取生態源地。

表1 MSPA景觀類型及含義

2.2.2景觀連通性評價

景觀連通性是指景觀要素間進行能量、物質交換和遷移的生態過程對斑塊間運動速率產生的綜合效應[29],對維持生物多樣性和生態環境穩定發揮重要作用[30]。為選取研究所需的生態源地,采用整體連通性指數IIC、可能連通性指數PC和斑塊重要性指數dPC,來測算研究區核心斑塊間的連接度水平。斑塊連接度指數越高,說明重要性越大,最后根據斑塊重要性指數來選擇生態源地。

(1)

(2)

(3)

源地一般都是具有高連通性的大型生物棲息地或自然保護區,根據研究區實際情況,本文選擇面積大于100 km2的核心區斑塊作為景觀連通性評價對象[9]。運用Conefor 2.6軟件,參考以往研究[31- 33]和研究區尺度范圍,設置連通距離閾值為1500 m,連通概率為0.5,對研究區面積最大的40個核心區斑塊進行景觀連通性評價,并將斑塊重要性指數(dPC)大于1.2的核心區斑塊作為物種棲息與發展的源地。

2.2.3最小累積阻力模型

最小累積阻力模型(Minimum Cumulative Resistance,MCR)是模擬生態廊道的常用方法,可以計算出源與目標之間的最小累積阻力距離來確定物種遷移的最佳路徑[34-35]。MCR模型最早應用于物種遷移與擴散的研究,俞孔堅等[36]學者率先將其引入國內,具有構建簡易和要素可拓等特點,可以有效避免外界的干擾,從而模擬物種運動的趨向性和可能性。

(4)

式中,fmin表示最小累積阻力值,Dij為生態源j到景觀單元i的空間距離；Ri則為景觀單元i對某運動的阻力系數。

源地的選取和生態阻力面的構建是MCR模型運行的核心要素,因此必須選取合適的指標來構建綜合阻力面體系。阻力面的構建需要綜合考慮自然條件和人為干擾等因素,參考相關文獻[9,21-24],鑒于研究區的實際情況和數據的獲取程度,從地形、景觀類型、人類活動等方面選取了高程、坡度、景觀類型、距道路的距離、距建設用地的距離等5個指標來構建綜合阻力指標體系(表2)。通過咨詢專家意見和參考相關研究[17-18],確定各阻力因子的分級和分值,分值越大,阻礙物種遷移擴散的作用力越大,然后根據層次分析法確定各阻力因子權重。基于ArcGIS 10.2軟件對土地利用景觀類型進行屬性賦值,轉成柵格數據,將景觀阻力評價因子進行綜合景觀阻力評價,獲得綜合生態阻力面,從而得到MCR模型的成本數據。

基于ArcGIS軟件平臺,采用距離分析模塊中的Cost Weighted工具,根據綜合阻力面和生態源地計算每個源地的累積成本面,再運用Distance中的Shortest Path工具,生成目標源地到其他源地斑塊的最小累積阻力路徑,從而得到由潛在生態廊道和生態源地組成的研究區生態網絡。

2.2.4重力模型

生態源地之間的相互作用強度可用來定量分析生態廊道的有效性和重要性[37]。重力模型能夠對空間中各個對象彼此之間的作用強度和依存關系進行定量描述,一般用來分析在地理空間中研究對象的相互聯系[38-39]。采用重力模型計算各個斑塊之間彼此的相互作用強度,構建生態源地斑塊之間的互相作用矩陣,從而識別和提取重要生態廊道。重力模型的計算公式如下:

(5)

式中,Gij是源地斑塊i和斑塊j之間的相互作用力；Ni和Nj為斑塊i和斑塊j的權重值；Dij是兩斑塊之間標準化的廊道阻力值；Pi表示斑塊i的阻力值；Pj為斑塊j的阻力值；Si和Sj為兩斑塊的面積；Lij表示斑塊i到斑塊j之間的廊道累積阻力值；Lmax指網絡中所有廊道阻力的最大值。

表2 阻力因子分級、權重與賦值表

3 結果與分析

3.1 基于MSPA的景觀格局分析

圖3 四期景觀格局功能類型Fig.3 Functional types of landscape pattern in the fourth stage

由表3、圖3可知,1990、2000、2010和2018年MSPA分析的前景數據面積分別為24164.35、24672.23、25303.58、25167.52 km2,約占研究區總面積的40%。在前景數據中,核心區景觀面積最大,分別占前景總面積的87.4%、87.14%、86.95%、86.66%,其主要分布在研究區的南部及東北部,中部和西部比較稀少,集中分布在東北部。1990、2000、2010和2018年維持景觀連通性的橋接區面積分別為 55.34、55、57.82、62.55 km2,僅占前景面積的0.2%左右,面積較少,說明核心斑塊之間的聯系不夠密切。作為核心區與外面背景區域的過渡斑塊,邊緣區占前景面積的8%以上,具有一定的邊緣效應。環道區是核心區內部遷移和物質流動的通道,占前景面積的0.04%,且從1990年到2018年僅增長了0.01%。島狀斑塊面積較小,2018年面積略有增長,占前景面積的0.03%,主要散布在核心區的中部,是孤立存在的景觀斑塊,可以考慮作為生物的踏腳石。孔隙是核心區域的內部邊緣,和邊緣區一樣具有邊緣效應,1990—2018年孔隙的面積在逐漸減少,說明核心區內部邊緣效應在減弱。支線具有一定的連通作用,只與核心區、橋接區、環道區等的一端相連,1990—2018年,支線的面積在逐漸增加,表明生態連接通道在不斷增長。

表3 MSPA分類統計表

3.2 生態源地變化分析

基于景觀連通性指數計算結果,探究“兩型社會”試驗區設置前后城市圈生態源地變化情況。根據景觀連通性評價結果,從核心區中選取斑塊重要性指數較大的斑塊作為生態源地(圖4),其地類主要是林地、草地和水域。1990—2018年4個時期的生態源地個數分別為12、16、14、10,可以看出生態源地在逐漸減少。隨著經濟的發展,生態環境遭到一定程度的破壞,加上國土空間綜合整治對破碎斑塊的整合,生態源地的數量呈現減少的趨勢。1990年生態源地較少的原因主要是1980年開始實行家庭聯產承包責任制,大量開墾耕地,部分地區濫砍濫伐、圍湖造田嚴重,林地和水域面積銳減,生態源地數量因而較少。1998年長江特大洪澇災害之后,政府提出了退耕還湖的政策,水域景觀得到一定改善,因而表現為1990—2000年大型生境斑塊有一定程度的增加。2001年開始在武漢城市圈試點退耕還林,使得林地面積逐漸增加,生態景觀慢慢趨向穩定。2005年提出社會主義新農村建設,農業景觀得到改善,但“村村通”等工程建設也使得建設用地逐漸增加,因此總體上生態源地略有減少。到2018年,經過試驗區建設向縱深推進,基本形成穩定的規模,生態環境得到一定的改善。

圖4 生態源地結果Fig.4 Results of ecological sources

3.3 生態網絡構建

3.3.1生態阻力分析

綜合自然與人為因素,通過對影響因子疊加分析,得到武漢城市圈四期的綜合阻力面(圖5)。由圖5可知,研究區西部和南北部阻力較小,部分地區阻力較高,例如武漢市的中部、鄂州市的西南部等地區。高阻力區域主要位于研究區的中部和東部,包括武漢市、鄂州市、黃岡市、孝感市及咸寧市的北部區域,這是由于建設用地和交通路網分布密集對這些地區的影響較大,南北低,中部高的阻力分布,影響區域之間的物種遷移和能量流動,導致東西部之間的連通性較差。從時空演變上看,從1990—2018年,高阻力地區總體呈現波動增長趨勢。1990—2000年,大力發展生產力,開墾耕地和圍湖造田對生態環境的影響較大,導致高阻力地區有所增加；2000—2010年,實施“兩型社會”試驗區后,發展經濟的同時也注重環境保護,高阻力地區在逐漸減少；2010—2018年,“兩型社會”試驗區基本形成后,高阻力地區主要集中在研究區中部經濟發達、人口密集的區域。

圖5 綜合阻力面Fig.5 Comprehensive resistance surface

3.3.2生態廊道模擬

利用最小成本路徑來模擬生態廊道,基于綜合成本阻力面,生成源地之間的最小耗費路徑,來模擬物種遷移的軌跡。由表4、圖6可知,1990年生態廊道共有66條,北部廊道比較稀疏,而南部的廊道分布則比較密集,更利于物種之間物質與能量的交換；2000年生態廊道共有120條,廊道數量較1990年有一定的增長,廊道交點為449個,廊道之間的交叉現象比較密集,內部景觀連通性較強；2010年生態廊道共有91條,生態廊道與2000年相比有所減少,但廊道的延伸性有所增強,生態廊道呈現條帶狀分布,延伸到研究區南北部邊緣,使得武漢城市圈南北景觀連通性增強；2018年生態廊道共有45條,生態廊道由原來的南北條帶式分布轉變為向東西部延伸,空間上較為分散,廊道交點為114個,內部交叉現象減少,但廊道連接的范圍向四周擴散,使得研究區東西方向的物種遷移活動更加便捷。1990—2018年,生態廊道的數量在逐漸減少,一是由于城市擴張和建成區面積不斷增加,使得生態源地和生態節點減少,連接節點的廊道相應減少；二是交通路網和旅游景點的建設,物種遷移的阻力增大,使得部分廊道發生斷裂,可能會面臨面積減少甚至消失的問題。

表4 生態廊道與生態節點數量統計

圖6 研究區生態網絡Fig.6 Ecological network of study area

3.3.3重力模型結果分析

基于重力模型,構建生態源地之間的相互作用矩陣,根據相互作用力的大小來判定廊道的重要性,源地與其他源地之間的相互作用力越大,源地上物種遷移和流動的阻力越小,則生態廊道的重要性越高。根據生態源地的大小,將相互作用力大于100的生態廊道作為重要廊道,其他作用值低于100的作為一般廊道。武漢城市圈的生態廊道分級極線圖如圖7所示。結果表明,1990年武漢城市圈共有生態廊道66條,其中重要廊道有32條,一般廊道有34條；2000年共有生態廊道120條,其中重要廊道有50條,一般廊道有70條；2010年共有生態廊道91條,其中重要廊道有41條,一般廊道有50條；2018年共有生態廊道45條,其中重要廊道有17條,一般廊道有28條。重要廊道一般是面積較大且景觀連通性較好的區域,主要分布在研究區的北部和南部,連接北部的大別山林區和南部的九宮山等山群。這些重要生態廊道是物種遷移與能量交換的主要通道,受人類活動干擾較小,也是物種遷移阻力最小的便捷路徑。一般廊道數量較多,分布廣泛,距離人類活動區域較近,受人類活動干擾頻繁,斑塊面積較小,不適宜大范圍的物種遷移活動。

圖7 生態廊道極線圖Fig.7 Polar view of ecological corridor

3.4 生態網絡管控與引導

縱觀1990—2018年近30年武漢城市圈生態網絡的演變可知,引起生態網絡格局變化的主要原因在于生態源地,生態源地的數量和面積的變化對生態節點和生態廊道有很大的影響,源地的缺失勢必會破壞原有的生態網絡結構。對一定區域范圍的生態網絡進行網絡管控需要對該區域網絡結構及構成要素具有準確的認識,制定針對性的保護策略,維護整體生態功能,促進生態系統健康可持續發展。踏腳石斑塊可以為物種遷移提供一個短暫的棲息地,有利于提高物種遷移的成功性和生物的存活率。本研究基于生態節點和生態廊道,結合道路交叉點,加上廊道之間的交匯點,確定了23個踏腳石,識別了25個生態斷裂點(圖8)。鑒于此,本文提出對研究區生態網絡管控的建議:

圖8 生態網絡管控優化Fig.8 Control and optimization of ecological network

(1)修復生態斷裂點,加強景觀連通性。道路與生態廊道相交處是生態廊道容易斷裂的區域,對景觀功能造成影響,因此在建設道路工程時建議設置天橋或隧道等生物通道,有利于提高物種遷移的存活率,保證正常的物質能量流通。研究區的生態斷裂點主要分布在中部和東北部路網比較密集的區域,應當加強廊道周邊的綠化建設,控制建設用地的擴張范圍,為未來生態廊道規劃預留一定的生態建設空間。

(2)建設踏腳石,增強廊道的穩定性。受人為活動和廊道自身特性的影響,較長的生態廊道更容易受到外在環境的干擾。研究區東西部生態源地之間的景觀連通性較差,中部人為干擾強度和生態阻力較大,中部區域的廊道受人類活動影響頻繁,生態阻力較大,且南北方向的部分生態廊道距離較遠,容易發生斷裂,因而需要建設踏腳石斑塊,以增強生態廊道的穩定性。

(3)生態廊道差異化保護,提升生態網絡服務水平。根據廊道重要性評價結果,對重要廊道和一般廊道進行差異化保護。武漢城市圈的生態源地主要是林地、草地和水域等景觀類型,重要廊道連接的是自然保護區和大型森林公園等生態功能較高的區域,需要對這類廊道進行優先保護。一般廊道數量多分布較為分散,需要對其進行緩沖區建設,通過建設生態綠化帶、生態功能區減少人為活動的干擾,更好的發揮區域生態網絡的生態服務功能。

4 結論與討論

本研究以山水林田湖草是一個生命共同體為理念,以生態本底和自然資源稟賦為基礎,遵循生態系統內在機理,構建武漢城市圈城鄉生態網絡空間體系,關注生態網絡風險應對,切實增強生態系統穩定性。基于MSPA方法和最小累積阻力模型,從生態源地識別、景觀連通性評價以及生態廊道模擬等方面構建多時期的武漢城市圈生態網絡,探討城市圈生態網絡的演變規律,并對當前生態網絡存在的問題進行管控,建成生態保護的整體性引導,形成圈內系統協調、功能完善的生態保護格局,通過對網絡相互作用機理的定量研究來理解城市圈生態網絡系統的整體性和復雜性形成的機制。

研究結果表明:生態源地主要分布在研究區南部、北部和東部,林地、草地、水域是生態源地的主要組成部分,不同源地之間的相互作用力差異顯著；綜合阻力南北低,東部中部高西部低,東西部的景觀聯系有待加強；景觀連通性南北高東西低,中部受人類活動干擾大連通度較低；基于最小累積阻力模型所提取的生態廊道加強了南北部之間的聯系,但東西部的景觀聯系較弱；生態廊道的主要組成景觀是耕地和林地,整體生態連接度較好,基于重力模型計算生態源地之間的相互作用力可識別出重要廊道和斑塊,重要廊道占生態廊道總數的一半左右,主要分布在研究區北部和東南部；通過修復生態斷裂點、建設踏腳石和生態廊道差異化保護能夠提升城市圈生態網絡的穩定性,更好的發揮生態系統的服務功能。

針對生態廊道過長和水域、路網阻隔等問題,科學配置保護和修復、自然和人工、生物和工程等措施,推進一體化生態保護和修復。應用“斑塊—廊道—基底”模式構建城鄉生態網絡,將城市圈建設鑲嵌在自然生態系統的基底上,優化生態廊道,提升保護環境、穩定生態的功能,引導圈內國土空間規劃與建設。

此外,本文在選取生態源地時,將生態敏感性較高,以發揮重要生態服務功能為主的林地、草地、水域作為提取生態源地的核心區,由于武漢城市圈農田田塊規模小,溝渠較多,因而未考慮具有自然生態功能的農田,但不同生態本底的核心區斑塊存在差異,研究結果可能與實際情況存在細微差別。

利用最小累積阻力模型模擬潛在生態廊道,阻力面評價指標的選取對生態網絡的構建具有重要影響。目前有關生態阻力面的設置還未有一個統一的標準,由于缺乏詳細的研究數據,并未考慮不同物種的生活特性和居民點分布等因素對阻力面構建的影響。后續有待進一步加強對生態網絡構建與管控的深入研究,以拓寬國土空間生態保護修復的手段。