2000—2020年江西省袁州區生態網絡構建及變化分析

關鍵詞：生態網絡；生態源地；景觀連通性；最小累積阻力模型；袁州區

全球性的城市化使城市經濟快速發展，但也引發一系列生態問題，如環境惡化、資源的過度消費以及土地供需不平衡等，嚴重威脅到人類社會可持續發展和人民群眾的生命健康安全[1-2]。黨的十九大報告中，包括綠色發展在內的五大發展理念被提升到國家戰略高度，保護生態屏障、維護區域生態安全和構建生態網絡對保護國家生態安全具有重要作用[3]。

我國對于生態網絡的構建自進入21 世紀發展迅猛，在前期的相關研究中主要以景觀可持續和生態安全為主。2004 年，學者馬克明提出區域生態安全格局的概念[4]，隨著更多專家學者的關注，生態網絡的研究逐步深入和成熟，研究體系也日漸完善。目前，我國關于生態網絡的研究主要集中在不同尺度的生態網絡構建與優化和國土空間生態修復等方面。從研究尺度上來看，涵蓋省級[5]、市級[6]、城市群[7] 和流域[8] 等空間尺度，關于城市中心城區的研究相對較少。在研究區域的選擇上，主要集中在生態敏感區和環境脆弱區。在研究對象上，主要是森林[9-10]、土地[11]、水域[12] 等不同生態系統，其中土地方面的研究最豐富。在研究方法上，主要是基于景觀生態學中的“斑塊—廊道—基質”這一理論模式[13-14]，結合研究區域內面積較大的生態用地識別生態源地，但這種源地選取方式過于主觀。生態修復目前是生態網絡的研究重點，很多學者把國土空間生態修復和生態網絡構建相結合進一步應用，研究者們從各個尺度和范圍進行探討，如快速城市化地區和生態風險較高的地區[15]，通過構建的生態網絡，進行生態修復關鍵區識別并提出修復對策。

現有研究充分表明生態網絡是解決生境破碎化的有效手段和必然選擇[16]，當前關于城市中心城區生態網絡的研究相對較少。袁州區作為江西省的主要林業產區，森林覆蓋率較高，由于地方缺乏對于生態環境保護的正確認識，把林地改造為耕地，導致袁州區林地損毀嚴重。本文基于2000—2020 年的土地利用數據，通過MSPA 模型與最小累積阻力模型等方法構建2000—2020 年袁州區基于自然的“源地—廊道”的生態網絡。在此基礎上，基于景觀連通性評價與網絡分析方法對構建的生態網絡進行評價，分析研究區景觀要素生態源地、廊道和節點的變化趨勢以及研究區整體生態狀況，為山水林田湖草沙生態修復與袁州區未來的生態發展提供參考。

1 研究區概況

宜春市袁州區（113?54'～114?37' E，27?33' ～ 28?05' N） 位于江西省西北部，區內地貌多為丘陵山地，平地多分布在東部區域。袁州區內轄10 個街道、3 個鄉、19 個鎮，南北長度約58 km，東西長約68 km，土地面積2532.36 km2。地形特點為西北高，中東部地勢較低，邊緣多山環抱，屬中亞熱帶季風氣候，整體溫和濕潤，無霜期長，年平均氣溫為14～17 ℃。袁州區生態本底較好，土地利用類型中林地面積最大，植物種類豐富。截至2020 年末，袁州區常住人口為112.17 萬人，地區生產總值為456.8 億元，比2019 年同比增長4%。袁州區是宜春市的中心城區，自然環境優越，森林覆蓋率達到60 % 以上，有利于開展農林業生產。近些年，因經濟高速發展使得城市進一步蔓延，袁州區因為土地開發和房地產發展迅猛，建設用地占比大幅上升，侵占了大片耕地和林地。然而，地方為守住耕地紅線，把林地改造為耕地，林地面積大幅下降，造成了嚴重的生態環境問題。構建生態網絡是一種保護區域生態可持續性的綜合控制方法，對于袁州區生態環境的改善意義重大。

2 數據來源與研究方法

2.1 數據來源

研究區2000 年、2010 年和2020 年的遙感數據和DEM 數據來源于地理空間數據云（http：//www.gscloud.cn/）。對遙感數據進行處理時，首先基于ENVI5.3 平臺對數據進行預處理，基于研究區范圍對影像進行裁剪，然后采用監督分類法，將袁州區土地分為五大類（圖1）。將分類結果進行精度驗證，準確度均在90% 以上，滿足研究的精度要求。提取土地利用數據中的林地作為MSPA分析前景，根據分析結果得到生態源地備選區域。DEM數字高程模型用于生態阻力面的構建，空間分辨率為30m，其中坡度數據是基于DEM 數據通過 ArcGIS10.2 平臺表面分析模塊的坡度工具轉換得到，道路交通數據來源于OpenStreetMap 官網（https：//www.openstreetmap.org/），數據格式為矢量，統一坐標后用袁州區行政邊界進行裁剪得到所需數據。社會經濟數據來源于宜春市統計年鑒，包括地區常住人口、地區生產總值和農業發展情況。生態保護紅線數據來源于江西省自然資源廳。

2.2 研究方法

2.2.1 基于MSPA 方法的景觀格局分析

MSPA 方法是利用數學形態學的原理，從空間形態角度對土地利用數據進行重分類，識別出重要的生態斑塊。選取研究區三個時期的土地利用數據，依據研究區范圍和前人研究，由于袁州區總面積較小，同時要兼顧景觀要素的完整性，選擇30 m×30 m 的柵格大小， 對土地利用數據重新分類并賦值。使用Guidos Toolbox 2.8 軟件進行MSPA 分析，把林地作為分析的前景，其他地類作為背景，提取出核心區、孤島等互不重合的七類景觀要素。對輸出結果進行地理配準，并對結果進行統計。核心區通常為大面積斑塊，不僅可以保持生物多樣性，并且能夠為生物提供棲息空間，因此可以用來作為源地[17]。本研究將得到的核心區斑塊作為初步生態源地。

2.2.2 景觀連通性評價

景觀連通性分析可以確定源地與源地在結構與功能上的聯系，對生態源進行連通性評價有助于實現基因交流與個體遷移，并且能夠更科學的選取生態源。本文通過MSPA 方法對核心區斑塊進行篩選，提取出面積較大的核心區斑塊進行連通性評價，將得到的斑塊與袁州區生態紅線進行疊加進一步確定生態源地。本文選取可能連通性指數（PC）、整體連通性指數（IIC）、斑塊重要性指數（dPC）[17] 作為選取源地的指標。以上三個指數可以反映各個斑塊對景觀連通性的重要程度。參考相關研究，在Conefor2.6 軟件的基礎上，設置連接概率為0.5，并選擇500 m，1000 m，1500 m，2000 m 共4 個距離閾值進行對比[18]，最終選定袁州區斑塊連通度評價的指標為500 m。

2.2.3 基于MCR 模型的景觀生態網絡構建

最小累積阻力模型通過計算不同斑塊之間的最小阻力距離來模擬最小路徑。本文基于相關研究成果與袁州區發展現狀，并考慮到數據的可獲取性，從地形地貌、景觀類型和人為干擾三個方面選取8 項指標作為阻力因子，采用層次分析法確定各阻力因子權重。共分為5 個阻力等級，等級越高阻力越大，構建阻力評價體系（表1）。在構建阻力評價體系的基礎上，通過ArcGIS10.2 的多環緩沖區等工具構建8 個單因子阻力面，并采用柵格計算器獲得綜合阻力面和最小累積阻力面，最后采用最小累積阻力模型和成本距離工具進行路徑計算，獲得生態廊道。

式中，i，j 為源地；Dij 為源地i 與j 之間的距離；f 為最小累積阻力和生態過程的正相關關系；n，m 為源地總數；Ri 是源地i 對生態過程發生的阻力[5]。

2.2.4 生態節點識別

生態節點是生態網絡中的關鍵構成要素，是網絡中物種遷移的踏腳石和休憩地。包括網絡中廊道與廊道的交匯點和山脊線與廊道的交匯點。本文結合相關研究[18]，采用ArcGIS10.2 軟件中的水文分析工具對成本距離數據進行處理來提取山脊線，在此基礎上識別生態節點。

2.2.5 網絡評價指數

通過景觀連接性評價判別構成網絡的各要素的變化情況進而判斷生態網絡的變化，最終對研究區的整體生態狀況作出評價。對生態網絡的連接性進行分析時，需要簡化生態系統要素，本文將生態源地歸納為點[19]，將潛在的生態廊道歸納為連接點的線。選用網絡閉合指數[20-21]（α）、網絡連接度指數（β）以及網絡連通率指數（γ）對生態網絡進行評價。這三種指數的變化情況可以反映研究區生態網絡的變化特征，也有助于評價和衡量網絡的復雜程度。

3 結果與分析

3.1 基于MSPA 的景觀格局變化分析

MSPA 方法強調結構性連接，因此可以更加精準地識別出景觀類型結構，有利于了解景觀斑塊內部結構的變化趨勢。由圖2 和表2 可知，2000 年到2020 年袁州區林地面積不斷下降，到2020 年林地面積僅為1652.99 km2，比2000 年減少了50.65 km2。2000—2020 年，七大類型的景觀面積明顯減少，其中孤島面積減少最多，達到11.49 %，孔隙面積下降比例為5.37 %，核心區下降幅度為3.09 %，邊緣區和支線下降幅度較小，分別為1.26 % 和0.95 %。橋接區是景觀中的結構性廊道，對區域景觀間的連接性有很大影響。到2020 年，橋接區面積為16.77 km2，占林地面積的1.01%，分布不夠集中，表明不同核心區斑塊之間的溝通不夠。孤島是獨立的林地斑塊，可以做物種擴散中的踏腳石，僅占林地面積的0.39 %，分布較為零散，不利于生物間的交流。

3.2 生態源地選取與景觀連通性分析

生態源地的面積與連通性存在正相關關系。源地面積越大，連通性也相對越高。通過MSPA 分析，分別篩選核心區中面積大于100 hm2 的斑塊，2000 年、2010 年、2020 年分別有86 個、85 個、81 個滿足篩選條件的斑塊。根據連通性分析，按照重要性指數遞減排序，分別選取每年dPC 指數最大的10 個斑塊作為生態源地（圖3）。由圖8 可知，袁州區生態源地主要分布在南部和北部，南部的生態源地相對更加完整，成片分布，相對其他區域景觀連通性較高。其中北部和中部地區的生態源地面積相對較小且不連續，尤其是分布在湖田鄉的生態源地，到2020 年甚至消失不見。原因是城區城鎮用地擴張嚴重，建設用地面積大幅上升，侵占了部分林地，而湖田鄉緊鄰城區，導致斑塊破碎化嚴重且景觀連通性變差。因此要在今后的發展規劃中注重生態建設，提高連通性，使斑塊更加完整。袁州區整體連通性指數和可能連通性指數均呈現出緩慢增長趨勢，增長幅度為2.98% 和7.87%，顯示斑塊之間的連通性有顯著提高。對選出的10 個斑塊分別進行景觀連通性評價（圖4），可以看出西北部和南部斑塊的整體連接性指數和可能連接度指數明顯高于中部地區，說明西北部和南部斑塊與周圍斑塊交流比較密切。2010 年位于西村鎮和新田鄉的生態源地景觀連通性有所提升，但中部地區整體連通性較低。原因可能是距建設用地距離較近，容易受到人為干擾，生態系統不夠穩定。需要加強生態廊道的建設，架起源地溝通的橋梁，提升各斑塊之間的連通性。

3.3 生態網絡變化分析

3.3.1 生態廊道變化分析

根據MCR 模型和成本距離工具，生成最小耗費距離進行路徑計算并剔除重復的路徑，最終確定生態廊道的空間分布。2000 年、2010 年、2020 年分別提取出生態廊道45 條，其中2000 年廊道總長度999.35 km，2010 年和2020 年廊道長度都有所下降，2020 年只有924.25 km。通過重力模型建立相互作用矩陣，計算生態源地之間的相互作用，可以為網絡的優先度提供科學依據。研究區2000 年、2010 年、2020 年分別提取到重要廊道11 條、10 條、13 條，連接重要廊道的源地間相互作用強度較高，斑塊間物質交流傳播的阻力也更小，因此需要重點保護，避免因為人類活動干擾而受到破壞。由圖5，研究區的生態源地主要集中在西北部、南部和中部地區，中部生態源地面積較小，不穩定且破碎化程度高，距離建設用地比較近。因此要加強生態建設，對人為活動進行適當控制，才能保持完整性。袁州區生態廊道分布區域以西北為主，源地間距離較近，生態廊道較短穩定性高，表明生態源地聯系緊密。可以看到，2010 年開始，阻力較高的廊道逐漸增多，多分布在中部地區；2020 年高阻力廊道達到廊道總數的22.22 %，連接南北地區源地的生態廊道較長，同時需要穿過建設用地，阻力增大，會導致生態廊道的穩定性下降。

由表3 可知，2010 年廊道總累積阻力最高，廊道總長度呈下降趨勢，2000 年廊道總長度最高，達到了999.35 km；廊道平均阻力呈先升后降趨勢，20 年間快速城市化導致斑塊破碎化，中部地區甚至出現部分斑塊消失的現象；2010—2020 年，總累積阻力、總長度以及廊道平均阻力均有所下降，部分廊道穩定性變低發生斷裂，是由于人類活動對景觀的干擾不斷增強，增加了物種遷移的難度。

3.3.2 研究區α、β、γ 指數分析

指數的數值區間在0—1，數值越大說明生態網絡結構越流暢[17]。2000—2020 年，研究區α 指數從0.113下降到0.080，表明袁州區生態網絡構造連通性較低，區內物種遷移和物質流動的通道較少。因此應增加生態廊道數量，來改善物質循環功能，從而實現城市生態景觀的有機銜接。

β 指數從1.184 下降到1.125（gt;1），表明袁州區生態廊道的連通性較好，但處于下降狀態，生態廊道的連通性在降低，網絡的復雜程度也有所降低。

γ 指數從0.417 下降到0.395，表明生態節點之間緊密性、連接水平有所下降。總體來看，三個景觀指數數值呈現先降后增但整體下降趨勢，研究區生態源地、生態廊道和生態節點的連通性都在下降，導致構建網絡的成本較高，物質信息交流難度增加。

4 結論與討論

4.1 結論

本文對江西省袁州區2000～2020 年生態網絡進行研究，得到的結論如下：

（1）袁州區生態源地在西北部和南部區域集中分布，在中部地區零星分布。景觀連通性表現為南北高、中部低，綜合阻力值南北低中部高。這是因為中部地區源地斑塊與其他斑塊距離較遠且靠近建設用地，容易受到干擾。因此中部地區生態廊道分布較為密集的區域是生態修復的關鍵區域。2000—2020 年，中部地區斑塊侵蝕嚴重，景觀破碎化程度較高，景觀破碎化影響斑塊的大小、形狀和空間格局，部分小面積斑塊已經消失，高阻力廊道數量增多。這種變化主要是因為人類干擾強度增加所致。

（2）袁州區林地、核心區面積逐年遞減，MSPA 提取的七類景觀面積總體上呈現出遞減的趨勢，但斑塊連通性指數仍較為良好。2020 年，源地1 與2 和源地5 與7之間的相互作用最強，物質能量交流的可能性最高，因此需要對源地1 與2 和源地5 與7 之間的廊道重點保護。

（3）從2000—2020 年，α 指數、β 指數、γ 指數呈下降趨勢，生態網絡的復雜性和穩定性降低。研究結果對袁州區生態景觀的可持續發展及生態修復與保護具有指導意義。

4.2 討論

城市發展過程中，不合理的生態格局會引發很多生態問題。由于人們在城市建設過程中對資源的消耗沒有確切概念，開發強度過大，導致建設用地無序擴張，進而影響土壤、水、能源和生物在景觀中流動。本文參照國內外相關研究成果，構建袁州區2000—2020 年的生態網絡，并運用網絡分析法進行評價，存在諸多值得深入探討的地方。

使用MSPA 方法對景觀進行分析時，研究尺度較為敏感[20]，輸入數據的像元大小不合適會導致景觀要素損失，同時不同尺度也會使結果有所差別。本文研究區為袁州區，區內面積相對較小，在進行MSPA 分析時，將前景文件研究尺度分別設置為30 m、60 m 和90 m 導入Guidos Toolbox 2.8 軟件進行分析，最終選擇30 m×30 m的研究尺度。今后還需要采取更加科學的方法對MSPA分析的最佳力度做進一步研究[22]。

在進行阻力面構建時，由于數據的可獲得性，選取了高程、坡度、距水體距離、土地利用類型、與居民點距離、與鐵路距離、與高速距離和與一般公路距離8 個阻力因子[23]。在今后的研究中，條件允許可以選取更多對研究區生態環境產生影響的因子，以獲得更加詳細的生態阻力面。

從生態網絡變化方面來看，袁州區目前的生態環境質量不容樂觀，整體生境質量較差。由于研究區內中部地區景觀連通性較差，踏腳石斑塊的構建具有重要意義，以提高生態斑塊連接的有效性。連接南北部生態廊道數量減少且長度變短，高阻力廊道數量增加，將阻礙斑塊間的物質能量交流。可以看到，部分小型斑塊破碎化并且逐漸消失，增加了生態廊道構建的難度。在今后的規劃中，應該加強生態源地的規劃建設，建立緩沖區，防止生態廊道的斷裂。