基于MSPA与MCR模型的资源节约型生态网络构建——以福建省东山岛为例

张亚丽,尹伟特,胡希军,李晓红,杨贤均

(1.中南林业科技大学 风景园林学院，湖南 长沙 410000；2.武冈市城市管理与综合执法局，湖南 武冈 422400；3.邵阳学院 城乡建设学院，湖南 邵阳 422000)

为满足城乡建设发展需要，人类对自然的“探索”力度不断加大，许多大型生态斑块被不断地侵占，景观破碎化加重，这成为生物多样性降低与物种灭绝的重要影响因素之一[1-4]。为了改变现状，生态网络被诸多学者提出用来维持和增加生态斑块之间的连接，以减少城市绿地破碎化[5]。生态网络是多廊道连接生态源的网状结构[6-7]，它将景观基质中的绿色斑块以廊道的形式有机的组织起来[8]，使各个网络节点形成物质和能量的交换关系，这可为城乡发展提供稳定的生态空间，对控制城市快速扩张，集约化利用现有土地，保护生物物种的多样性具有重要意义。

20世纪90年代，许多学者基于景观生态学、群落生态学等理论，从宏观上对生态网络构建进行了大量尝试，其中运用最多的方法是最小累积阻力(MCR)模型、电路理论。这2种模型都是考虑物种运动行为的功能连接度模型，并且都是基于图论的数据结构[9]；电路理论模型是以导电面模拟景观要素，用电子自由移动的特性来模拟景观中生命体的活动轨迹，以识别景观面中的路径[10]，该方法考虑了廊道网络的重复性，但由于大量的详细数据难以获取，且对土地利用分类数据精确度要求高，所以在数据不详的地区存在应用局限；MCR模型是一种基于GIS技术，能够计算物种从生态源地不同景观土地利用类型所消耗的成本，来模拟最小累积耗费路径，从而构建生态网络[11]，该模型以较少的数据通过地图形式表达分析结果，作为一种相对高效的方法被广泛应用[12]。

我国已有学者运用MCR模型，对湖南省[13]、宁波市[14]等区域开展了一系列生态网络规划研究，取得了一些理论应用成果，但在生境斑块的识别上，许多学者尝试以上位规划或者研究区生态特点作为确定生态源地的依据，存在一定的主观性。MSPA是结合渗透理论的结构要素选择和与前景像元的拓扑关系，对土地利用数据分类，能更准确地分辨景观类型[15]，为提取生态源地提供技术依据，增强了MCR模型在构建生态网络方面的合理性。生态网络连通性好，表明廊道长度与数量呈正相关[16]，但是出于节约利用土地的考虑，廊道的保护与建设应该考虑区域财政承受能力。因此，引入重力模型、连接度指数等来评价优化廊道网络，对生态网络节约化建设十分必要[17]。

东山岛旅游资源优势显著，但岛内可供开发利用的土地资源和淡水资源较少。随着东山岛建设“国际旅游海岛”政策的出台，发展机遇与生态危机并存，生态用地被不断蚕食。本研究以东山岛为例，采用MSPA和MCR模型，对研究区潜在的廊道进行定量模拟，并借助重力模型对斑块间相互作用强度进行比较分析，依据廊道的相对重要程度对生态网络进行构建和可行性评价，以此提高该区域生态网络的资源节约程度，为推动东山岛的生态规划提供理论依据。

1 研究区概况

东山岛位于福建省漳州市南部(图1)，地理位置23°33′-23°47′N，117°17′-117°35′E，属典型的南亚热带海洋性季风气候，年平均降水量为1 113.9 mm。该岛四面环海，整体地势西北高、东南低，西北部为低丘台地地区、东南部多为滨海平原，岛内共有山丘413座，最高峰为苏峰山，海拔274.3 m。岛上植被系属于闽粤沿海丘陵平原亚热带雨林区、闽南博平岭东南湿热带雨林小区，区内有高等植物352种，岛内植被主要以常绿阔叶树及南亚热带植物为主。作为岛屿型城市，生态系统脆弱，易受海风、海水侵蚀，生态环境受到严峻挑战。

图1 东山岛区域位置Fig.1 The location map of Dongshan Island

2 材料与方法

2.1 基础数据处理

主要数据取自清华大学的全球土地观测和监测数据库，数据文件为2017年110E30N.tif文件。利用ArcGIS进行裁剪合并等预处理，考虑到整体连通性，将周边岛屿剔除，对比高分辨率航片(1.09 m)重分类后，结合土地覆盖遥感监测数据分类系统，将研究区用地分为林地(24.34%)、草地(2.91%)、耕地(29.59%)、水域(21.31%)、建设用地(21.4%)、未利用地(0.45%)6类。得到土地利用图(图2)。

图2 研究区土地利用分类Fig.2 Land use types of Dongshan Island

2.2 研究方法

2.2.1 基于MSPA模型的景观格局分析 以土地利用图、生态服务功能重要区为基础，优先提取出林地、草地、淡水水域景观进行前景分析，其他景观类型作为研究内容的背景，同时结合MSPA和Guidos Toolbox软件做数据处理，得到7类重要数据(核心区、桥接区、岛状斑块、孔隙、边缘区、环道区、支线)。根据数据和斑块连通性的相关性大小，筛选出重要核心区和桥接区做景观连通分析，剩余景观暂合并为其他类别[8]。

2.2.2 基于斑块重要性的生态源地识别 生态源地的确定主要取决于斑块大小及斑块间的连接度水平。在MSPA前景分析结果中筛选出面积最大的19个斑块，考虑到斑块连通性存在不确定性，一般在Conefor中先预设阈值，依次在MSPA中计算PC指数、dPC指数[18-19]，两者计算公式如下：

(1)

(2)

式中，n是生态景观类型中的斑块数量；ai和aj均为2类景观类型的面积；AL反映的是所含景观类型的总面积，0

在设计阈值参数时，基础参数方面，基于研究尺度，斑块连通距离定为2.5 km；连通概率定为0.5。依据面积和斑块重要性指数(dPC)作为核心区，选择面积>0.3 km2且dPC≥2的斑块作为生态源地，共提取出19个生态源地，并计算生态源地的几何中心作为源点。

2.2.3 基于MCR模型的网络廊道建立 生态阻力因子的筛选通过查阅物种生境适宜性标准，确定出土地利用类型、地形起伏度、坡度3个影响因子。

阻力值是表达物种穿越生境斑块的意愿程度，难以用绝对数值来衡量。本研究中的阻力值设定是相对阻力值，取值范围是通过咨询专家意见并参考谢高地等[20]编制的单位面积生态功能服务价值当量表综合确定，取值范围拟设为1～100。

阻力值越小代表斑块适宜度越高，物种迁移过程中遇到的阻碍会越少，对生态网络的构建越有利[21]。利用MCR模型连续模拟源地与目标地之间穿越阻力面的路径来筛选最小耗费路径，构建出最优网络廊道。公式如下：

(3)

式中，MCR表示从生态源斑块j在空间中扩散至某点的最小累积阻力值；f为MCR与变量间乘积(Dij×Ri)的函数；Dij表示目标斑块源j至其他斑块源i所经过的空间距离；Ri表示斑块源i在空间中某一方向上的扩散阻力系数；min表示评价单元对于不同源的累积阻力取最小值。

专家打分得到土地利用类型、地形起伏度、坡度的权重值确定为0.45、0.30、0.25(表1)，对3类阻力面加权叠加得到符合研究区生态特点的综合阻力值分布(图3；注明：考虑到海水水域对陆地景观生态系统起隔离作用，故对其设置了较高的阻力值[22])。

图3 东山岛综合阻力分布Fig.3 Comprehensive resistance distribution of Dongshan Island

表1 生态阻力因子分类及权重Table 1 Classification and weight of ecological resistance factors

在筛选剔除重复廊道，得到网络廊道最佳布局位置后，基于节约型生态网络构建原则，运用重力模型计算生态源地间的相互作用矩阵，得到不同廊道对区域生态安全的重要性(表2)，以作为生态网络构建的参考依据。计算公式为：

表2 基于重力模型的生态源地相互作用矩阵Table 2 Interaction matrix of ecological sources based on Gravity Model

(4)

式中，Gab为源地a和b的相互作用强度；Na、Nb分别为源地a和b的权重系数；Pa、Pb分别为源地a和b的整体阻力值；Sa、Sb分别为源地a和b的面积/hm2；Lab为源地a和b之间的生态廊道累积阻力值;Lmax为研究区所有生态廊道的最大阻力值。

综合Gab结果，将源地间Gab≥10的廊道划分为一级廊道，Gab<10划为二级廊道。廊道宽度设定依据实证经验[23-24]，将一级廊道宽度设定为100 m，二级廊道的宽度设定为60 m。

2.2.4 生态节点的搭建 传统的踏脚石间距设置一般由相邻踏脚石的视觉效果或者经验判断来决定，此种方法过于主观，因此在研究通过提取阻力面的阻力值并结合生态廊道布局的方法来选取生态节点位置，即将源地作为中心点，以类似同心圆的方式进行发散，发散过程达到一定的程度时，各个节点之间的会出现相切的状态，由相切位置形成了鞍部，此时根据鞍部位置可生成踏脚石，即确定生态节点位置。

2.2.5 空间用地冲突分析 冲突性分析是为了筛选出开发保护成本更低、连通性更优的廊道，以达到节约土地资源的目的。由于生态缓冲区作为生态网络内部的有机组成部分[25]，以及农田区域本身能够产生生态效益，故均不视为冲突方。因此，本阶段重点考虑生态网络所占区域与建设用地的冲突。研究提取建设用地数据与已生成的生态网络图进行叠置分析，得到两者冲突区域。

3 结果与分析

3.1 景观格局分析

总体来看，前景总面积共8 767 hm2，占研究区总面积的32.15%，主要由核心区、桥接区等组成(表3)。其中，核心区面积占比最大，占生态空间面积的99.81%，主要分布在研究区的西北部、南部，相隔距离较远，整体缺乏连通；桥接区及其他次之，占生态空间面积不足1%，表明原始通道较少，部分源地承担了连通的功能。

表3 MSPA分类统计Table 3 Classification statistics of MSPA

图4 基于MSPA的景观类型分类Fig.4 Classification of landscape types based on MSPA

3.2 生态源地斑块分析

生态源地斑块最终形成19个(表4)，总面积为6 253 hm2，占核心区面积的71.46%，占研究区面积的22.93%。生态源地处于核心区主要分布点，但相互作用强度差异显著，其原因可能是源地分布与自然条件和人口分布存在相关性[26]，斑块边缘受干扰程度不一(图5)。

表4 源地重要性指数及面积Table 4 Source andland importance index and area scale

图5 生态源地分布Fig.5 Distribution of ecological source areas

按土地利用类型分布来看，生态源地斑块以林地和淡水水域为主，分别占生态源地斑块面积的80.99%和16.80%，剩余2.21%的生态源地斑块为草地，说明该地区林地和淡水水域的保护至关重要。

按行政空间分布来看，生态源地分布明显倾向于西埔镇(北部)、杏陈镇、前楼镇及陈城镇等生态资源丰富的城镇区。而西埔镇南部和铜陵-康美城区则无生态源地分布。

按源地面积分布看，总体面积差异较大，源地面积最小为31.92 hm2，最大达到1 228.77hm2。面积在1 000hm2以上的有2处，为源地3-大帽山-狮头山、源地19-旗山；面积<100 hm2的源地有7处，主要源地有5、7、9、12、14、15、16；其他均为100～1 000 hm2。面积的差异能够反映出区域间丰富度、能量和养分的差异，也说明了自然禀赋对源地起决定性作用。

3.3 网络廊道分析

研究区网络廊道共计171条，合计面积5 598.54 hm2，占研究区面积的20.53%，占核心区面积的17.47%。其中，一级廊道共计18条，二级廊道153条，分别占廊道总数的10.53%和89.47%(图6)。

图6 东山岛廊道分布Fig.6 Corridor distribution of Dongshan Island

一级廊道包括桂花山-南正院山(1～2)、桂花山-庄园坑塘(1～6)、西山岩-前楼大山(1～7)、桂花山-坑塘湿地(1～9)、桂花山-亲营山(1～10)、桂花山-苏峰山(1～11)、尖岭山牛犊山-大帽山狮头山(2～3) 尖岭山牛犊山-旗山(2～4)、旗山-亲营山(4～8)、前楼大山-苏峰山(7～9)、苏峰山-西环路坑塘(9～12)、苏峰山-大肉山(9～13)、西环路坑塘-大肉山(12～13)、西环路坑塘-桂花山(12～14)、西环路坑塘-西湖(12～15)、大肉山-赤山国有林场(13～18)、桂花山-湖仔头(14～16)、西湖-湖仔头(15～16)，其数量占比较小，但在生物间的交流、栖息和迁徙方面有重要价值，应予重点保护。二级廊道数量占比大，但冲突面较多、传输效率较低，后期应针对此类情况采取解决措施。

3.4 生态网络冲突分析

冲突分析方面，生态源地本地为林地、草地和淡水水域，与建设用地无明显空间冲突，但廊道与建设用地冲突较多，尤其是二级廊道与建设用地冲突更加剧烈(图7)。统计显示，廊道与建设用地冲突面积达207.86 hm2，一级廊道、二级廊道与建设用地冲突分别占16.25%、83.75%，一级廊道冲突长度最长达289.58 m，二级廊道冲突长度最长达379.73 m；冲突区域主要集中在西浦镇南部、陈城镇东北部，其中城区及毗邻城区的区域冲突程度最高。

图7 建设用地与生态网络冲突分析Fig.7 Conflict map of construction land andecological network

3 结论与讨论

3.1 结论

研究结果表明，研究区生态网络面积为11 852.298 hm2，其中生态源地占52.76%，生态廊道占47.23%，生态踏脚石占0.01%。生态网络是由19个生态源地和171条生态廊道组成的“源—廊—点”结构。

生态源地总面积为6 253 hm2，占研究区面积的22.93%，西北部、东南部以大面积林地草地斑块为主，中部有淡水源地少量分布；生态源地间的相互作用强度差异显著，最低值为0，最高值达72。生态廊道总面积为5 598.54 hm2，占研究区面积的20.53%，生态廊道分布密度总体东南高、西北低，东北部无廊道分布，西部的大型海域与南海昭安湾相连，存在生态阻隔，故生态廊道主要沿城市绿化带、农田沿线布局，以减少资源损耗。空间用地冲突分析显示，廊道与建设用地冲突由南向北递减，二级廊道与建设用地冲突更加剧烈，冲突最长距离达379.73 m，冲突总面积达207.86 hm2；一级廊道、二级廊道与建设用地冲突分别占16.25%、83.75%。

3.2 讨论

和传统生态网络构建方法相比，MSPA结合MCR模型能够在核心区选取、源地提取、廊道筛选等方面更为快捷、准确，引入重力模型对廊道重要性进行筛选，能够提升生态网络构建的科学性、合理性。在阻力因子选取方面，以土地利用类型、地形起伏度及坡度作为阻力面影响因子，切合研究区实际。

连通距离对斑块的重要性dPC值具有重要的影响，本研究在Conerfor中计算dPC指数时所使用的连通距离为2 500 m，连通概率设为0.5，而当斑块间距离>2 500 m时，斑块间被认为是不连通的，因而阈值设定时缺少针对性。在廊道构建中，由于缺乏研究区详细生物资料，没有根据物种的生活特性进行有针对性的权重赋值及规划廊道宽度，因而廊道建设更倾向通用廊道。

总之，在目前技术条件下，科学合理的生态网络构建能最大限度的保护生态资源，但也不能过分期望生态网络能够完全解决生态资源保护问题，还需要考虑更多政策因素及不可控因素。

3.3 资源节约型生态网络优化建议

1)加强生态源地保护与发展。源地是生态空间的内核区域，是保障区域生态系统正常发展的底线，应重点保护和建设[27]。生态网络中的源地虽然与当前的建设用地不存在空间冲突，但后期城市发展仍要控制建设红线，保留一定的过渡性空间，避免资源浪费。

一方面，以高效优化存量为主。在保护原有植物的基础上，运用乡土树种、驯化成熟树种改善人工次生植被的群落结构，避免出现“绿色沙漠”；对郁闭度过高的林地科学间伐，为下层植被提供高质量生长空间；对源地内生态服务价值低的入侵植物，做好定期定量的清理；采取适当的措施减少虫灾、火灾等灾害的发生，尽可能减少对生态系统的干扰。另一方面，以有序发展增量为辅。东北部的铜陵-康美片区及北部地区的源地面积小、破碎化严重，适合发展兼具生产、生态功能的过渡性绿地，通过廊道发展，逐步积聚形成核心区；对廊道距离过长、踏脚石集中区域，考虑将其发展为生态源地。

2)分级建设生态廊道。从建设资源节约型生态网络角度出发，实际建设需要分情况考虑：依据重要性程度和开发难易度，依次划分为优先建设廊道、协调建设廊道、暂缓建设廊道(图8)。

图8 生态网络建设优化Fig.8 Optimization of ecological network construction

对处于源地内部的廊道，考虑源地也具有廊道的相同作用，所以可不予建设；优先建设廊道以一级廊道为主，此类廊道对连通大型生态源地有着极为重要的作用，是首要建设对象；协调建设廊道以二级廊道为主，属于二期建设对象，针对冲突区域需要经过多级部门的协商，坚持资源节约原则，将廊道建设完成；暂缓建设廊道则是对长度过长、冲突较多的廊道予以暂缓开发，待条件成熟再建。