基于長時間序列遙感數據的深圳景觀連通性動態變化研究

唐文魁， 俞 露， 周偉奇， 岳 雋， 周 正

(1.中國科學院生態環境研究中心，城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085；2.深圳市城市規劃設計研究院有限公司，深圳 518028)

0 引言

景觀連通性可以衡量景觀在多大程度上促進或阻礙棲息地斑塊間的生物遷移和其他生態通量，有助于更好地理解生物棲息地破碎化程度，從而避免生物多樣性喪失進而嚴重影響區域生態系統功能和服務[1-2]。通過保護景觀連通性，進行針對性的恢復和保護，可以有效改善破碎化對生物多樣性的負面影響[3]，從而發揮生物多樣性在維持城市生態系統穩定中的重要價值。因此，景觀連通性量化與評價被認為是生物多樣性保護領域的重要課題[4]。

基于圖論的景觀網絡模型自上世紀末被用于景觀連通性分析，這些模型指數將復雜的景觀簡化為節點和鏈接構成的網絡，到目前為止已有許多指數在各項研究中得到成功應用[5-6]。但并非所有指數都適合評估景觀連通性的時間序列變化，Baranyi等[7]于2011年系統地比較了13個常用景觀連通性指數，指出大部分指數可能存在信息誤導傳遞，且對連通性變化缺乏足夠的響應，因此將整體連通性指數(integral index of connectivity，IIC)和可能連通性概率指數(probability of connectivity，PC)作為評價連通性的推薦指數，其中PC指數相對更具有優越性，是唯一既包含了所有斑塊空間位置信息，又能有效量化斑塊對維持或改善景觀功能連通性重要程度的指標[8-9]。為更準確地從空間形態上描述景觀結構連通功能，Vogt等[10]結合形態學空間格局分析(morphological spatial pattern analysis，MSPA)對PC指數進行改進，提出基于景觀組分的等效連通面積(equivalent connected area，ECA)和網絡連接度(degree of network connectivity，DOC)2個指數。由于景觀組分是通過結構網絡要素進行構建，ECA指數和DOC指數一方面可以避免距離閾值等經驗參數對PC指數的影響； 另一方面可以有效與景觀內棲息地空間變化聯系起來，更適合量化和解釋由于景觀要素缺失所導致的連通性變化。雖然目前PC指數已被廣泛用于景觀生態規劃研究[11-13]，但ECA指數和DOC指數作為PC指數的改進，可更有效地衡量景觀尺度上的生態用地可用性，特別是長時間序列下對景觀連通性的評估。

經過40 a的改革開放，中國的城市化進程使建設用地大規模擴張。作為中國三大城市群之一的珠江三角洲地區城市擴張尤為劇烈，耕地、森林等土地資源快速消耗，生態負面效應逐漸凸顯。深圳作為珠江三角洲地區的主要城市，自1980年成立經濟特區以來，經歷了快速而大規模的城市化進程。為遏制城市無序蔓延，深圳市早在2005年出臺了《深圳市基本生態控制線管理規定》，在全國率先劃定了基本生態控制線，并將974.5 km2(接近深圳陸域面積的50%)的土地劃入城市生態保護范圍，約占全市陸域面積的一半。此前已有部分學者對深圳市生態用地的景觀連通性進行研究，吳健生等[14]基于1996—2008年4期深圳市土地變更數據，結合深圳市基本生態控制線，評價控制線內外生態用地景觀連通性的變化； 曹翊坤等[15]基于1986—2010年5期Landsat TM遙感影像，對深圳綠色景觀連通性進行評價。但在快速發展的地區，景觀格局高度演替，在較粗時間尺度上生態系統功能和生態響應過程等詳細信息必將大量損失，因此有必要在更長序列、更高精度尺度對深圳市景觀連通性進行細致的分析和探討，挖掘景觀過程的細微波動。

本文基于深圳市1988—2015年土地覆蓋/利用數據，結合MSPA和圖論的景觀連通性模型對深圳市生態用地進行分析，從而動態監測1988—2015年深圳市生態用地變化情況，分析其城市化進程中景觀演變過程，同時基于MSPA分析和斑塊重要性評價，以景觀組分為結構單位，通過ECA指數和DOC指數探究生態用地結構與景觀連通性的關系。

1 研究數據與方法

1.1 研究區概況

深圳位于中國廣東省南部，陸域位置為E113°45′44″～114°37′21″，N22°26′59″～22°51′49″，以亞熱帶季風氣候為主。全境東西寬、南北窄，地勢東南高，西北低，大部分為低丘陵地，間以平緩臺地(圖1)。在1979年被撤縣列市之前，深圳是一個僅有約3.3萬人口的集鎮。經過40 a的發展，土地利用經歷了劇烈的變化和顯著的城市擴張。截至2018年末，深圳市下轄9個行政區和1個新區，陸域面積為1 997.47 km2，建成區面積為927.96 km2，常住人口為1 302.66萬人，城鎮化率達100%，是中國第一個全部城鎮化的城市。

圖1 深圳市行政區與陸域高程分布Fig.1 Shenzhen administrative diagramand elevation distribution

1.2 數據來源

本文采用的深圳市土地覆蓋/利用數據來源于Dou等[16]。該套成果基于C4.5決策樹分類器的AdaBoost算法對多時相的Landsat影像分類，平均以3 a為一個時間間隔(少量影像間隔時間為2 a或5 a)，生產了深圳市1988—2015年間10期(包括1988年、1991年、1993年、1996年、2001年、2005年、2008年、2011年、2013年、2015年)的30 m地表覆蓋數據。衛星傳感器型號包括Landsat5 TM,Landsat7 ETM+,Landsat8 OLI，云量均為0%。所使用的遙感影像均在旱季(1月、2月、11月、12月)拍攝，這4個月份正是華南地區降雨最少、地物反射率變化最小的時期。最終將研究區劃分為林地、草地、耕地、建成區、水體和裸地6種土地覆蓋/利用類型，平均分類精度為90.04% ，平均Kappa系數為0.890(表1)。此外，本文還收集搜集了基本生態控制線等深圳市數據開放平臺資料(https: //opendata.sz.gov.cn/wap/)。

表1 研究區1988—2015年土地利用分類總體精度[16]Tab.1 Classification accuracy of land usein study area from 1988 to 2015

1.3 形態學空間格局分析

MSPA分析是一種基于數學形態學對柵格影像中斑塊進行度量和識別的方法。該方法在二值數字圖像上通過腐蝕、膨脹、開運算、閉運算進行分割，檢測和定位互斥的景觀形態特征類型，從而在像元層面上對具有獨特功能的斑塊要素進行識別[17-18]。

本文利用解譯的土地覆蓋/利用數據，提取出生態用地類型，包括耕地、林地、草地和水域。將生態用地像元集設置為前景，其他用地類型像元集作為背景，使用GuidosToolbox數字圖像工具[10]，基于八鄰域(點和邊)分析識別前景像元集與結構要素之間的空間拓撲關系，最終將前景像元集分割為核心類(core)、孤島類(islet)、孔隙類(perforation)、邊緣類(edge)、橋接類(bridge)、環道類(loop)和支線類(branch)7種互不重疊的斑塊類型。在MSPA分析中，不同邊緣寬度的設置會對不同斑塊類型的空間形態產生較大影響，且斑塊邊緣區域由于受到相鄰斑塊和周圍環境的影響，通常具有顯著的邊緣效應，本文結合生態廊道寬度設置要求[19]，將邊緣寬度設置為60 m。最后根據斑塊類型的特征及其含義，識別出對研究區生態用地具有重要連通意義的核心類和橋接類2種斑塊類型[20]，進一步研究其在景觀連通性中的作用。

1.4 景觀連通性分析

在MSPA分析所得的7種斑塊類型中，只有核心類和橋接類斑塊與圖論理論相關。核心類和橋接類可以基于圖論構建景觀網絡，其中核心類要素對應于網絡節點，橋接類要素對應于這些節點之間的鏈接。組分是指結構上相互連接的節點和連接節點的鏈接組成的整體，不同組分之間空間上缺少連接，彼此孤立。

將以組分為景觀結構單位，通過ECA指數和DOC指數探究生態用地結構與景觀連通性的關系，其中ECA指數具有面積單位，可以很好地與研究區棲息地面積進行比較。ECA和DOC這2個指數均是基于組分面積和數量進行計算，具體公式為[10]：

(1)

(2)

式中：Ci為生態用地中第i個景觀組分的面積大小，與研究區具有相同的面積單位量綱；NC為組分數量。景觀網絡要素之間的聯系越來越緊密，往往呈現出更少的組分，當所有要素相互連接成單個組分時，DOC為100%。

1.5 斑塊重要性評價

PC指數是基于景觀網絡的棲息地可用性度量指數，PC值的大小直接反映景觀中節點相互連接概率的高低。通過移除或添加景觀中某一斑塊所引起的PC值變化(dPC)作為相對度量，以衡量單個斑塊對整體景觀連通性的貢獻量[21]。具體公式為：

(3)

(4)

2 結果與分析

2.1 土地利用變化分析

圖2為1988—2015年深圳市土地利用變化。總體變化來看，1988—2015年期間生態用地逐漸趨向萎縮，其中耕地面積從1988年的624.91 km2減少到2015年的151.00 km2，平均每年減少0.88%； 林地減少197.55 km2，年均減少率為0.35%； 水體面積減少有一定程度的波動，從1988年8.7%減少到2015年4.56%； 草地占比極小，占比在0.05%～2.28%之間。與生態用地萎縮相對應，深圳市建成區面積占比從1988年的5.63%快速增加到2015年的41.77%，面積增加721.1 km2，增長6.4倍。

圖2-1 1988—2015年深圳市土地利用變化

圖2-2 1988—2015年深圳市土地利用變化

表2顯示了建成區不同土地來源的占比情況。在來源占比分析中，考慮裸地作為一種過渡性城市用地類型，一般由其他土地利用類型轉換而來，也能直接反映建設規模和城市擴張方向，因此將裸地和建成區進行歸并處理。總體來看，建成區主要是由生態用地中的耕地轉化而來，耕地來源的占比達到38.22%～74.08%，在2001—2005年間達到峰值，說明城市建設用地迅速擴張侵占了大量耕地。2005年以后，隨著可用耕地資源大大減少，林地作為補充，來源占比顯著提升，為城市擴張提供土地資源。除了陸地擴張，自1991年開始深圳市一直通過填海造陸占據水域，導致生態用地中水體面積逐漸減少。

表2 1988—2015年深圳市建成區不同來源占比Tab.2 Area percentages of other land-use types transforming into built-up areas in each period (%)

根據深圳市建成區面積增長速率的不同，將深圳市的城市擴張大致分為3個階段(圖2(k))： 早期城市化階段(1988—1993年)、快速城市化階段(1993—2005年)和集約城市化階段(2005—2015年)。早期城市化階段(1988—1993年)，建成區范圍限于南山區南部、福田區東部以及羅湖區西南部等深圳市南部沿海地區； 快速城市化階段(1993—2005年)，建設用地增長主要集中在深圳市中西部區域，以西部的寶安區和北部的龍崗區、龍華區最為顯著。集約城市化階段(2005—2015年)，深圳市城鎮化率達到較高水平，特別2013年之后城市用地增長趨于飽和，深圳市逐漸進入存量發展時期。

2.2 基于MSPA的景觀格局分析

基于MSPA分析將研究區生態用地識別為7種不同的斑塊類型。一般來說，不同斑塊類型具有不同的生態學意義[22]。核心類斑塊是區域內較大的棲息地斑塊，具有生態源地的功能； 孔隙類和邊緣類斑塊是核心類斑塊與非生態區的過渡區域，具有邊緣效應； 橋接類斑塊是指銜接不同核心類斑塊的連通區域，可作為構建生態安全格局的廊道； 環道類斑塊與橋接類斑塊類似，是在同一核心區內部起聯系作用。孤島類、支線類是指面積遠小于核心區且連通性較低的細小、破碎斑塊。由圖3可見，核心類斑塊作為主要生境類型，面積占比最高，而支線類、孤島類斑塊由于破碎化程度高，斑塊數量最多，這與其斑塊類型的生態學意義相對應。

圖3 1988—2015年深圳市MSPA斑塊類型面積和數量的時間序列變化

對不同斑塊類型的面積占比與斑塊數量進行Spearman相關性分析，在0.05的置信水平下，核心類斑塊面積占比和斑塊數具有顯著負相關(圖3(a))，表明隨著核心類斑塊面積減少，斑塊數量逐漸增加，破碎化程度越高。相反，除邊緣類和環道類外，孤島類、孔隙類、橋接類和支線類斑塊面積和斑塊數均在時間序列上有相同的趨勢性，相關關系表現為顯著正相關(圖3(b)、(c)、(e)、(f))，即隨著斑塊數量增加，這些斑塊類型的面積也逐漸增加。

從時間序列的變化趨勢上，不同斑塊類型表現出不同的變化趨勢。核心類斑塊面積呈逐漸下降的趨勢，從80.56%降至37.48%。與之相反，孤島類和支線類斑塊表現出持續增長的趨勢，面積占比分別從0.24%增長至2.17%，0.78%增長至2.01%。孔隙類、邊緣類、橋接類、環道類等其余類型斑塊變化軌跡較復雜，呈先增長后降低的趨勢，均在1996年或2001年達到增長峰值。

結合相關分析，說明在早期和快速城市化階段，核心類斑塊被城市用地侵占的同時，部分核心類斑塊轉化為孔隙類等過渡型斑塊或橋接類等狹長型斑塊，還有部分轉化孤島類等破碎型斑塊，導致孤島類、孔隙類、橋接類等斑塊類型在這一階段面積占比和斑塊數量都呈增長趨勢。而在2001年后，政府為保障城市生態安全，開始對僅存的核心類斑塊進行保護，但這一階段隨著深圳市人口規模增長，人地矛盾壓力增大，缺乏保護的孔隙類和橋接類等斑塊類型更容易受到城市化擾動，進一步孤島化，導致這一階段孔隙類和橋接類斑塊成為孤島類和支線類斑塊的主要來源，斑塊面積占比和數量同步降低。

2.3 基于MSPA的連通性分析

以景觀組分為結構單位，通過ECA指數和DOC指數探究生態用地結構與景觀連通性的關系。景觀組分是基于生態網絡中能相互鏈接的節點構建的組團結構，景觀連通性反映了景觀中不同組分在空間格局上的聯系。圖4和表3顯示了1988—2015年深圳市生態用地的組分分布和連通性變化情況，其中不同組分在圖4中以不同顏色交替顯示，顏色本身無實際具體含義，因此不同年份間的相同顏色無可比性，顏色越多表明生態用地缺乏網絡要素聯系，被分割成更多的組分。

圖4-2 深圳市生態用地網絡組分分布Fig.4-2 Distribution of ecological land components and the basic ecological controlling line in Shenzhen City表3 1988—2015年深圳市生態用地及各類用地連通性變化Tab.3 Dynamic of ecological land connectivity in Shenzhen City from 1988 to 2015

由圖4和表3可知，1988—2015年期間深圳市斑塊數量從457逐漸增加至1 524，表明生態用地隨時間序列逐漸被分割隔離。通過式(1)—(2)計算ECA和DOC指數對連通性進行評估。1988—2015年期間隨著組分增加，生境斑塊之間的連通可能性減小，生態用地ECA值相應減少1 175.4 km2，DOC值降低43.51%。生態用地連通性與耕地連通性呈現較好的相關性(R=0.794，p=0.006)，與林地、水體相關性不顯著，表明耕地面積減少是導致生態用地連通性降低的主要原因。

對應深圳市城市化不同階段，在早期城市化階段(1988—1993年)，景觀之間的聯系緊密，呈現出較少的組分，研究區生態組分數量在93～201個之間，ECA值減少288.79 km2，每年減少約57.76 km2，DOC值基本在97%以上。這一階段雖然區域內ECA值有所減少，但并未造成DOC指數大幅降低。快速城市化階段(1993—2005年)，深圳市中西部區域、東北部地區的生態組分分布趨于分散，組分數量增加至390個，保存較為完整的組分主要分布在坡度大于25%的丘陵臺地區，以大鵬新區、鹽田區為主。相應的，這段時期ECA值每年約減少63.94 km2，且DOC指數下降明顯，特別在2001年與2005年之間存在明顯的拐點，DOC值從88.17%突降至58.33%，下降了約29百分點。2005年之后，深圳市區域生態組分分布逐漸趨于穩定，ECA值降低119.31 km2，DOC值維持在49.58%～61.30%范圍。

研究表明，為了避免地區生物多樣性被毀滅性破壞，40%的棲息地喪失被認為是允許的最大損失閾值[23]。本文研究表明，2005年以前深圳生態用地網絡連接度DOC指數下降明顯，基本已觸發40%的損失閾值； 2005年基本生態控制線劃定后，景觀連通性下降得到遏制，DOC指數維持在50%上下波動，現存的生態組分邊界基本與深圳市劃定的基本生態控制線保護范圍相一致(圖4(k))。

2.4 斑塊重要性分析

景觀圖論網絡允許評估每個單獨的網絡要素對于維持生態用地連通性的重要程度。基于MSPA分析提取出核心類斑塊，通過式(3)—(4)可計算斑塊重要性指數dPC。對計算出的dPC進行歸一化處理，然后對重要斑塊進行1—5自然斷點分級，值越大表示斑塊的重要性越高。部分關鍵年份的結果如圖5所示。

圖5 深圳市生態用地斑塊連通重要性評價

由圖5可知，研究區高重要性等級(4—5級)斑塊在時間序列上呈現出逐漸被等級低的區域蠶食的趨勢，以西部寶安區、光明區和中部龍崗區、龍華區斑塊重要值下降最明顯。1988年，研究區范圍內4—5級重要斑塊分布較廣，除寶安區、南山區、福田區、羅湖區部分沿海地區外，其余地區幾乎全被4—5級重要斑塊覆蓋。1996年，4—5級重要斑塊主要分布于深圳東部大鵬新區、鹽田區、光明區、坪山區全區以及龍崗區北部區域，寶安區和南山區北部區域也有部分分布； 2001年，4—5級重要斑塊大幅下降，僅維持在深圳市中西部小部分范圍，東部區域大范圍轉變為3級斑塊。2008年斑塊等級分布與2001年大致類似，深圳市中部、西部區域大部分被等級1的區域取代。至2015年，3級斑塊僅在鹽田區、大鵬新區和坪山區北部區域分布； 4—5級重要斑塊僅維持在龍華區與寶安區交界的陽臺山、龍華區與福田區交界的塘朗山等區域。

3 討論

深圳市是目前世界上人口密度、建設強度最高的城市之一，土地資源面臨難以為繼的難題。生態用地遭到侵蝕，景觀破碎度增加，ECA指數減少是近30 a深圳生態景觀連通性的主要變化特征。

2005年深圳市首先劃定基本生態控制線，對城市自然生態空間起到一定的優化和錨固作用。但本文研究表明2005年以后深圳市生態用地ECA指數降低119.31 km2，仍以每年11.9 km2的速度被逐漸侵蝕。說明按照基本生態控制線現有的管控要求，依然無法阻止過度城市化所造成的生態破壞。雖然后續政府部門多次修訂《深圳市人民政府關于進一步規范基本生態控制線管理的實施意見》加強管控，但控制線作為一條動態的底線頻頻突破，暴露了目前基本生態控制線存在剛性管控和精細化管控不足的問題。比如，實施意見中允許生態環境保護相適宜的重大道路交通設施、市政公用設施等項目經審批后，占用基本生態控制線范圍進行建設的。然而這些項目類別的內涵卻沒有細化說明與界定，導致許多開發項目因定義模糊而不斷在生態控制線內新增建設布局。至2015年，線內新增建設用地面積46.1 km2，年均新增4.6 km2，至2015年深圳市基本生態控制線內生態用地減少至841.8 km2，僅占86.4%[24]。說明目前基本生態控制線對深圳市城市化進程只起到抑制和延緩作用，現有政策約束很難從根本上提高深圳市整體生態質量。這一結果也與其他學者分析結果相一致[25-26]。

深圳市生態用地面積和連通度下降會帶來一系列生態風險，因此有必要基于連通性評估，重新梳理深圳市現有的生態網絡結構，預控現有生態廊道內關鍵銜接點空間。本文分析表明，至2015年陽臺山、塘朗山等區域是目前維持深圳市現有生態網絡格局的關鍵樞紐節點。這些節點一旦遭到破壞會使深圳市生態網絡進一步惡化，因此需要加大保護力度。

4 結論

1988—2015年深圳市土地覆蓋/利用變化表明，27 a間深圳市建成區面積增加了6.4倍。耕地在深圳市城市化不同階段均為城市用地擴張的主要土地來源，2005年后林地作為城市土地來源的比例顯著提升。1988—2015年間深圳市生態用地等效連通面積降低了73.9%，網絡連接度降低43.5%。2005年以來，深圳市城市生境退化趨勢明顯放緩，但生態用地等效連通面積依然以每年11.9 km2的速度在逐漸減少。至2015年重要“踏腳石”斑塊主要位于龍華區與寶安區交界的陽臺山、龍華區與福田區交界的塘朗山等區域。

本文將MSPA形態學和景觀圖論模型有效結合，以景觀組分為結構單位探究生態用地結構與景觀連通性的關系，為區域景觀連通性評價提供了一種快速而合理的方法。評價結果可以進一步對廊道修復區域進行優先級識別，為后續景觀生態保護提供切實可行的方案。