王 原,何 成,*,劉榮國,吳洪斌,陳驍強

1 安徽師范大學(xué)國土資源與旅游學(xué)院,蕪湖 241002 2 寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)管理處,中衛(wèi) 751700 3上海棲新生態(tài)環(huán)境咨詢有限公司,上海 200082

寧夏沙坡頭國家自然保護區(qū)鳥類景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建

王 原1,何 成1,*,劉榮國2,吳洪斌2,陳驍強3

1 安徽師范大學(xué)國土資源與旅游學(xué)院,蕪湖 241002 2 寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)管理處,中衛(wèi) 751700 3上海棲新生態(tài)環(huán)境咨詢有限公司,上海 200082

隨著寧夏沙坡頭國家自然保護區(qū)的旅游發(fā)展與荒漠化進程,保護區(qū)內(nèi)不同類型的鳥類均面臨著日益增加的自然及人為干擾脅迫,鳥類群落的豐富度下降趨勢顯著。為了改善保護區(qū)內(nèi)鳥類生物多樣性現(xiàn)狀,優(yōu)化鳥類棲息地空間結(jié)構(gòu),基于現(xiàn)有鳥類調(diào)查與研究資料,篩選影響鳥類活動的各類阻力指數(shù),建立鳥類活動最小累積阻力面,運用最小阻力模型構(gòu)建景觀生態(tài)安全格局。研究結(jié)果表明：源地面積為1690.67 hm2,占保護區(qū)總體面積的12.09%；廊道共13條；輻射道共85條；戰(zhàn)略點共8個；保護關(guān)鍵區(qū)面積為2634.48 hm2,占保護區(qū)總體面積的18.76%。在此基礎(chǔ)上,針對不同類型的重點保護地塊、保護熱點及棲息地之間的聯(lián)系廊道提出鳥類保護的空間格局優(yōu)化建議。詳細梳理了阻力面模型的構(gòu)建方法,改進了相關(guān)技術(shù)環(huán)節(jié),為我國自然保護區(qū)生物多樣性景觀安全格局優(yōu)化提供了科學(xué)的方法與實踐指導(dǎo)。

鳥類保護；最小累積阻力；景觀安全格局；寧夏沙坡頭國家自然保護區(qū)

Abstract： Shapotou National Nature Reserve is one of the earliest desert ecosystem reserves in China, which is located in northwest part of Ningxia Autonomous Region. Many different bird species have been recorded in the desert, wetlands, fixing sand forests, and the villages within this reserve. However, with the development of desert tourism and the West-to-East Gas Project, the distribution and constituents of the land-use has changed, which has affected ecosystem services. A major threat faced by many birds that needs to be addressed urgently is habitat loss, degradation, and fragmentation. It is obvious that with increased awareness of the importance of protecting biodiversity, the demands for addressing ecological security becomes an urgent need. Given this background, in this study, we aimed to identify significant bird habitats and their spatial distributional patterns, data that is of vital importance for informed conservation action for birds. This study applies Security Pattern Theory to identify landscape area or elements of critical significance to safeguard bird activity. We chose Shapotou National Nature Reserve as the study region for three reasons. (1) This reserve has a high percentage of rare bird species, and hence the results would have good representativeness; (2) Although the total area of this nature reserve is just 140.43 km2, the habitats are becoming highly degraded and fragmented; (3) With the advent of human activity in the reserve, comprehensive planning for protection becomes very important. Our results show the following: (1) it is feasible to construct a landscape security pattern, based on GIS and “cost distance” analytical tool, and using environmental factors and human interference factors in the minimum cumulative resistance (MCR) model. This also provides a feasible approach to construct ecological security pattern for particular species in other nature reserve. (2) Through the minimum cumulative resistances surface, which was derived from the MCR model, we identified the components of ecological security pattern such as corridors, radiating routes, strategic points, etc, which can preserve or positively affect bird populations. (3) This security pattern addresses the environmental and economic scenario at Shapotou National Nature Reserve well. Based on this model output, the identified “source” habitats for the birds were concentrated, resulting in relatively low fragmentation, and allowing more effective and easily implementable actions for their protection. To connect the “sources” 13 corridors as well as 85 radiating routes were identified, which provide more space for “sources” expansion. Additionally, we identify the weakest position of bird activity as the strategic point combined with key regions to protect the whole structure of the bird′s activity. Our results provide an effective method to protect particular species within this nature reserve. Further studies will be valuable as more factors could be identified by the ecological security pattern, and the correlation between the various factors was not significantly reflected in this study.

KeyWords: protection of birds; minimum cumulative resistance model; landscape security pattern; Shapotou National Nature Reserve, Ningxia

自然保護區(qū)是寶貴的物種基因庫[1]。寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)位于寧夏自治區(qū)西北側(cè)的中衛(wèi)市境內(nèi),擁有豐富的動植物物種資源,其中鳥類資源豐富,生物多樣性價值突出[2]。自20世紀80年代以來,相關(guān)學(xué)者就開始了保護區(qū)鳥類資源的研究調(diào)查。張迎梅和王香亭[3-4]于1986—1987年,對保護區(qū)內(nèi)鳥類群落的居留型、食性和區(qū)系進行了細致的調(diào)查；劉迺發(fā)等[5]依據(jù)1998—1999年的調(diào)查,分析了1986年以來保護區(qū)鳥類種數(shù)、數(shù)量的消長變化趨勢及其中的原因；張迎梅等[2]分析了2000年10月至2001年9月試驗研究站周圍的鳥類群落結(jié)構(gòu)和季節(jié)性消長規(guī)律；黃族豪等[6]報道了保護區(qū)13年間鳥類群落的變化?，F(xiàn)有的研究主要從鳥類群落的物種組成、物種多樣性、物種優(yōu)勢度及種群變化等方面對保護區(qū)鳥類資源進行了調(diào)查梳理。近年來,全球氣候變化加劇保護區(qū)荒漠化進程、景區(qū)旅游活動干擾以及經(jīng)濟林面積增加等問題已影響到現(xiàn)有鳥類的生境,鳥類保護有效性、全局性的需求日益增加。其中,探討如何劃定鳥類保護關(guān)鍵區(qū)域,識別鳥類活動潛在通道,協(xié)調(diào)現(xiàn)有鳥類保護資源具有十分重要的實踐意義。因此,構(gòu)建景觀生態(tài)安全格局將為實現(xiàn)這一途徑提供了重要的理論依據(jù)。

相關(guān)生物學(xué)的研究發(fā)現(xiàn),提高景觀連通度可以有效促進各類生態(tài)過程,如種子擴散[7]和動物遷移[8]等。景觀生態(tài)安全格局的構(gòu)建方法綜合考慮這類生物的生境與相關(guān)生態(tài)流過程的空間關(guān)系[9],通過識別相關(guān)關(guān)鍵性的功能連接,提高景觀連通度,最終實現(xiàn)物種保護的目的。對于如何識別不同類型的生態(tài)流,現(xiàn)階段的研究方法主要有：1)直接追蹤保護對象的空間移動,結(jié)合相關(guān)動力與擴散模型,計算各類空間移動概率,進而構(gòu)建網(wǎng)絡(luò)體系[10]。2)基于最小阻力模型(MCR),通過計算景觀單元上的生態(tài)流到最近源地距離中所累積克服的阻力或所耗費的費用,模擬出其中的最小成本路徑,進而構(gòu)建完整的景觀安全格局[11- 17]。其中基于最小阻力模型的構(gòu)建方法在國外已較多的運用于野生動物群落的保護中,在國內(nèi)由俞孔堅先生提出后,后續(xù)其他學(xué)者對該方法展開了多方面的研究,但現(xiàn)有研究中對該模型如何運行的闡述較少,且研究對象集中于用地規(guī)劃與評價等經(jīng)濟領(lǐng)域。

本研究嘗試將景觀安全格局構(gòu)建的方法運用到沙坡頭保護區(qū)鳥類生物多樣性保護工作中,根據(jù)近年來實地調(diào)查數(shù)據(jù)分析影響鳥類活動的地形、植被、水源、道路等自然社會因素,構(gòu)建影響鳥類活動因子的指標(biāo)體系,并運用最小阻力模型(MCR)識別針對保護區(qū)鳥類保護的生態(tài)安全格局,為保護區(qū)合理劃定鳥類保護范圍,促進鳥類保護的有效性和全局性提供科學(xué)指導(dǎo)。

1 研究區(qū)概況

寧夏沙坡頭自然保護區(qū)地處騰格里沙漠東南緣,屬內(nèi)蒙古高原、黃土高原和騰格里沙漠的交匯處,地理坐標(biāo)：104°49′25″—105°09′24″E,37°25′58″—37°37′24″N,總面積14043.09 hm2。屬溫帶荒漠區(qū),處于荒漠向草原過度地帶,是我國北方干旱地區(qū)典型的人工與自然結(jié)合的荒漠生態(tài)系統(tǒng)。

保護區(qū)北側(cè)為大面積的騰格里沙漠區(qū),西南側(cè)與南側(cè)為地勢較高的丘陵區(qū),東南側(cè)為中衛(wèi)市建成區(qū)。保護區(qū)空間上雖呈長條狀但自身生態(tài)環(huán)境較為獨立(圖1),故其中特定物種生態(tài)流的過程受保護區(qū)外圍環(huán)境干擾較小。

圖1 沙坡頭保護區(qū)2013年土地利用類型圖Fig.1 Land use map of Shapotou Nature Reserve in 2013

保護區(qū)總體面積有限,但內(nèi)部空間異質(zhì)性較高,分布著荒漠、濕地、農(nóng)田村莊及人工固沙林等景觀類型。涵蓋多種類型的鳥類棲息地,鳥類資源豐富多樣,根據(jù)最新一期的鳥類實地調(diào)查報告：現(xiàn)共有鳥類15目、43科、176種,包含多類國家級珍稀保護種。如表1所示,可將鳥類群落類型劃分為：民居旱田鳥類群落、濕地鳥類群落、人工林鳥類群落及荒漠半荒漠鳥類群落。

結(jié)合近年來多期科考報告與多次實地調(diào)研,將保護區(qū)內(nèi)不同類型的鳥類群落結(jié)構(gòu)特征概括為以下4點[18-19]：

1)各鳥類群落的群落結(jié)構(gòu)與季相差異明顯,其中濕地鳥類群落與人工林鳥類群落的個體數(shù)量與種類多樣性最為突出,民居旱田鳥類群落最少。

2)保護區(qū)內(nèi)東側(cè)濕地面積較大,可劃分為：深水湖泊、潛水湖泊、人工魚塘及農(nóng)田濕地等6種類型,不同類型濕地所表現(xiàn)出的自然資源優(yōu)勢不同。濕地鳥類群落間的相似性體現(xiàn)出明顯的季節(jié)性差異,近年來濕地周邊人為活動的增加對濕地鳥類產(chǎn)生了顯著的影響,由于濕地資源優(yōu)勢的不一致性及人為活動的影響,加之濕地鳥類群落本身的不穩(wěn)定性使得鳥類在不同類型濕地間的活動日益頻繁。

表1 沙坡頭保護區(qū)鳥類群落數(shù)量及多樣性特征

3)保護區(qū)中部與北部建設(shè)人工林的歷史較長,現(xiàn)有的人工林可分為幼林、中年林及成年林,人工林雖然各林地之間的空間距離較小,但相互之間有著明顯的生態(tài)環(huán)境差異,其中成年林中的鳥類種群穩(wěn)定性較高,但由于不同類型人工林的生態(tài)環(huán)境差異及經(jīng)濟林面積增加的影響,各林地之間的鳥類交流日益增加。

4)荒漠半荒漠鳥類群落分布于保護區(qū)北側(cè)與西北側(cè),均勻度不高,總體筑巢數(shù)量低(0.33個/km),該群落類型的鳥類活動區(qū)域多樣,包括：流動沙丘、固定沙丘、人工草方格、荒漠草原、灌木荒漠等,該群落是各類型鳥類群落中活動頻率最高,活動范圍最大的一類。

結(jié)合保護區(qū)自身環(huán)境較為獨立的特點與其中不同群落鳥類分布與活動分布的特點,本次研究將保護區(qū)整體劃定為研究范圍,選取其中數(shù)量突出、活動頻繁及在研究區(qū)內(nèi)活動范圍廣的濕地鳥類群落、人工林鳥類群落及荒漠半荒漠鳥類群落作為本次模型運用的研究對象。

2 研究數(shù)據(jù)資料

空間數(shù)據(jù)源主要包括Spot(采集時間為2013年10月26日)、Quickbird(采集時間為2013年3月2日及2013年7月23日)高分辨率遙感影像、Landsat(采集時間為2014年9月5日)遙感影像。其中,土地利用類型數(shù)據(jù)主要基于2013年的Quickbird高分辨遙感影像,解譯精度為88.16%。此外,專題數(shù)據(jù)包括保護區(qū)土壤類型分布數(shù)據(jù)、植被類型分布數(shù)據(jù)及DEM高程數(shù)據(jù)。鳥類調(diào)查數(shù)據(jù)主要來源2005年和2013年兩期科考報告。所有空間數(shù)據(jù)均通過ArcGIS投影轉(zhuǎn)換、格式修正等預(yù)處理,統(tǒng)一采用了Transverse_Mercator空間投影和WGS_1984地理坐標(biāo)系統(tǒng)。

3 景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建方法

本研究采用基于最小阻力模型(MCR)的景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建方法。其中,研究對象活動產(chǎn)生影響的要素為模型中的阻力因素,阻力值為研究對象穿越異質(zhì)性表面時所克服的阻力大??；阻力值的大小反映了不同景觀單元對于生態(tài)流運動擴張不同程度的影響[20]。

基于保護區(qū)生態(tài)基礎(chǔ)設(shè)施的現(xiàn)狀,本研究所建立的生態(tài)安全格局組份包括：源、阻力面、廊道、輻射道、戰(zhàn)略點及保護關(guān)鍵區(qū)。景觀安全格局構(gòu)建的技術(shù)路線見圖2。

圖2 景觀安全格局構(gòu)建技術(shù)路線圖Fig.2 Technology roadmap of constructing landscape security patterns

3.1 “源”地的確定

模型應(yīng)用的第一步也是影響全局的一步為確定“源”地,即生態(tài)過程的源頭,它不僅可以是被保護物種的自然棲息地構(gòu)成,也可以是生物生態(tài)活動高頻率的景觀單元[21]。

3.2 阻力面的建立

阻力面反應(yīng)了生態(tài)流空間擴張的趨勢。根據(jù)Knaapen[22]在分析景觀斑塊的隔離程度時提出的模型,最小耗費距離模型的構(gòu)建公式為：

式中,MCR表示最小累積阻力面值；f為未知負函數(shù),表示最小累積阻力與生態(tài)適宜性的負相關(guān)關(guān)系；min表示某景觀單元對源取累積阻力的最小值；Dij表示從源j到景觀單元i的空間距離；Ri表示景觀單元i對運動過程的阻力系數(shù)。

3.3 廊道的識別

廊道即為生態(tài)流運動的潛在路線,即兩源地之間最易產(chǎn)生連接的路線?；诳臻g上連通兩源地之間阻力值累加總和最小一條被稱為最小累積耗費距離路徑[23-25]。

3.4 輻射道的識別

輻射道為源地向外輻射的低阻力值谷地,空間上形似于放射狀水系,是生態(tài)流從源地向外圍地區(qū)運動和擴散的重要路徑,借鑒水文模型的計算原理可識別出輻射道的空間分布。

3.5 戰(zhàn)略點的確定

戰(zhàn)略點是指景觀格局中對生態(tài)流活動具有關(guān)鍵作用的空間區(qū)位。相鄰兩個源地之間等阻力線的切點是生態(tài)流活動最為薄弱的地點,對整體空間格局有突出的意義,即將這些點選定為本次研究中的戰(zhàn)略點。

3.6 保護關(guān)鍵區(qū)的劃定

源地外圍一定范圍的緩沖區(qū)對受保護生態(tài)流有十分重要的生態(tài)意義。在本次研究中,這一區(qū)域的劃分結(jié)合了等阻力線值的變化特征與受保護生態(tài)流的實際活動情況。根據(jù)最小閾值法[21]：做兩條曲線,一條為圖上較遠一點到臨近源地的阻力值剖面曲線;另一條是最小阻力值同面積關(guān)系曲線。在正常情況下,這兩條曲線有某一個相同的閾值。也就是在物質(zhì)擴散過程中所克服的阻力雖然愈來愈大,但這種增加的過程不是相同的,而會產(chǎn)生一些數(shù)值突變點。但本研究認為,該數(shù)值的確立還應(yīng)著重考慮受保護對象的實際活動情況進行必要的修正。

4 結(jié)果與分析

4.1 鳥類活動景觀安全格局構(gòu)建

基于最小阻力模型(MCR)的研究方法,其研究對象必須體現(xiàn)出充分的流動特征,且選取的阻力因素必須要要對研究對象的活動產(chǎn)生明確影響。根據(jù)鳥類活動的相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)：地表的景觀組成要素與景觀組合情況對鳥類的筑巢與繁殖等日?；顒佑绊戄^為顯著[26]。故可將該方法運用到鳥類活動的分析中。

4.1.1 鳥類活動的“源”地的確定

結(jié)合實地調(diào)研信息利用遙感數(shù)據(jù)提取出植被覆蓋度大于30%的林地[27],用以確定并修正科考報告中鳥類棲息地的空間分布數(shù)據(jù),最終得到本次模型運算中的“源”地。

4.1.2 鳥類活動阻力面的構(gòu)建

研究區(qū)雖為國家級自然保護區(qū),但區(qū)域內(nèi)的空間異質(zhì)性高,其中自然要素多樣。根據(jù)鳥類活動的相關(guān)研究：地面不同的自然要素組份或景觀的組合形式都會影響到鳥類筑巢與繁殖等日?；顒印８鶕?jù)鳥類活動特征及周邊環(huán)境的實地調(diào)研,先將影響鳥類活動的阻力因子劃分為環(huán)境因素與干擾因素兩大類。再根據(jù)鳥類活動影響的相關(guān)研究篩選出具體影響鳥類活動的阻力因子[20]。根據(jù)已有研究發(fā)現(xiàn)：獲取特定物種穿越不同景觀要素的絕對阻力數(shù)值是很難的[26]。本研究主要基于鳥類活動實地調(diào)研和相關(guān)文獻,并結(jié)合專家咨詢劃分各個因子的相對阻力值,閾值范圍為0.01—0.05,值越高代表對鳥類活動的阻力越大。具體選取因子如表2所示：

圖3 最小累積阻力面Fig.3 Minimum cumulative resistance surface

將各類阻力要素分布轉(zhuǎn)為柵格數(shù)據(jù)重分類,并進行空間疊合分析,再將“源地”的空間數(shù)據(jù)輸入,使用ArcGIS中的“成本距離加權(quán)”模塊運算,得出最小累積阻力面分布圖(圖3)。該圖反映了圖上的點到最近“源”所要的克服累積阻力值大小,該空間分布是識別其他生態(tài)安全格局組份的重要依據(jù)。

4.1.3 鳥類活動廊道的識別

識別源與源之間的最小耗費路徑一直是該模型運用的難點,在本次研究嘗試先將各個“源”的邊界轉(zhuǎn)為連續(xù)的柵格點,再調(diào)用cost path分析模塊,批量計算相鄰源邊界上連續(xù)點之間的費用路徑,選取其中累積阻力值最小的路徑作為兩“源地”之間的最小耗費路徑,即景觀安全格局中的廊道。

4.1.4 輻射道的識別

運用GIS中的水文分析模型,識別出各個源地對應(yīng)向外的輻射道。并參考保護區(qū)不同棲息地鳥類種群數(shù)量與周邊環(huán)境特征,截取并修正各個棲息地向外的輻射道數(shù)量與空間分布。

4.1.5 鳥類活動戰(zhàn)略點的識別

通過ArcGIS的空間分析模塊識別出相鄰鳥類棲息地之間等阻力線切點,并考慮這些地點在保護區(qū)中的實際用地情況進行篩選與調(diào)整。

表2 沙坡頭保護區(qū)鳥類活動阻力因子

4.1.6 鳥類保護關(guān)鍵區(qū)的劃定

運用剖面分析工具在阻力值分布圖中作一條空間上距源地相對較遠的點到源地的阻力值剖面曲線,并利用統(tǒng)計工具繪制最小阻力值與面積關(guān)系的分布曲線圖。如圖4與圖5所示,阻力水平數(shù)值在110處為一明顯突變點,結(jié)合考察報告與前期多次調(diào)查,發(fā)現(xiàn)：在濕地鳥類群落與人工林鳥類群落的棲息地外約1000 m的范圍內(nèi)是鳥類活動頻率較高的區(qū)域,故本次研究設(shè)定累積阻力105作為鳥類保護的關(guān)鍵區(qū)閾值。

圖4 離源距離與MCR值關(guān)系曲線 Fig.4 The relation curve between the distance from source and the value of MCRMCR: 最小累計阻力值Minimum cumulative resistance

圖5 MCR值與柵格面積直方圖 Fig.5 The histogram between the value of MCR and the cumulative number of grids

4.1.7 景觀安全格局構(gòu)建結(jié)果

如圖6所示,其中：源地面積為1690.67 hm2,占保護區(qū)總體面積的12.09%,主體分為5部分,分別位于北部防護林區(qū)、中部湖泊濕地及防護林區(qū)、南部灌草綠地區(qū)；廊道共含有13條,主要位于各湖泊濕地及荒漠灌草之間,其中經(jīng)過荒漠的廊道空間跨度大距離長為荒漠鳥類群落所對應(yīng)的潛在廊道,而分布于湖泊濕地之間的廊道距離短且分布密度高為濕地鳥類群落所對應(yīng)的潛在活動廊道；輻射道共有85條,位于湖泊濕地區(qū)域源地周邊的輻射道數(shù)量多于荒漠草甸源地周邊；戰(zhàn)略點共8個,其中3個位于荒漠區(qū),3個位于林地與湖泊之間,1個位于北部防護林,1個位于南部灌草區(qū),各戰(zhàn)略點分布的區(qū)位不同,建議采取的針對性措施也不同；保護關(guān)鍵區(qū)面積為2634.48 hm2占保護區(qū)總體面積的18.76%,因各源地周邊的力值不是均勻增加的,故各保護關(guān)鍵區(qū)的面積大小差異較大。

圖6 景觀安全格局分布Fig.6 The landscape security pattern

4.2 基于保護區(qū)鳥類現(xiàn)狀的景觀格局優(yōu)化方案

在鳥類景觀安全格局構(gòu)建的基礎(chǔ)上,結(jié)合保護區(qū)鳥類保護現(xiàn)狀,本文從景觀安全格局的不同方面提出鳥類活動保護的優(yōu)化方案。

4.2.1 構(gòu)建鳥類活動生態(tài)廊道

基于景觀安全格局中廊道與輻射道的分布,將生態(tài)廊道的建設(shè)分為3類：1)道路型廊道,選取了距鳥類棲息地較近的包蘭鐵路與沙坡頭景區(qū)周邊車流量較大的道路為該類型廊道的建設(shè)對象。在關(guān)鍵鐵路周邊,可通過優(yōu)化“五帶一體”工程的樹種結(jié)構(gòu),特別是拓寬“灌溉造林帶”,增強生態(tài)屏障功能,減少大型鐵路對鳥類活動的影響。在關(guān)鍵公路周邊,可引進不同類型的綠化樹種、控制車輛鳴笛,減少過多車流量對鳥類活動的生態(tài)阻力,提高道路邊水渠的利用率滿足排水與鳥類取水的需求。2)綠帶型廊道,選取分布于北部防護林、中部防護林洼地湖泊周邊的輻射道廊道為建設(shè)對象,因為在這些區(qū)域鳥類活動十分頻繁,但實地考察發(fā)現(xiàn)存在各別濕地種群鳥類由于人為干擾無法捕食且疲于飛翔于濕地防護林之間而死亡、周邊的蘆葦灌叢人為開挖破壞明顯等現(xiàn)象。參考研究結(jié)果規(guī)劃這些通道的植物配置、設(shè)定鳥類棲息木樁、劃定廊道周邊的水鳥攝食空間及減少人類活動的影響。3)荒漠型廊道,保護區(qū)西北側(cè)為大面積的騰格里沙漠區(qū),其中諸如固定沙丘、人工草方格沙障,荒漠草原與灌木荒漠是溝通荒漠鳥類群落活動的重要通道,為了維護荒漠鳥類群落的生存空間促進保護區(qū)南北兩側(cè)間的鳥類活動,選取了經(jīng)過保護區(qū)中部荒漠的廊道為荒漠型廊道的建設(shè)對象,未來盡量避免荒漠旅游景點對這些通道的影響,保護其中固定沙丘灌木荒漠等鳥類生境,樹立一定數(shù)量的鳥類棲息架。

4.2.2 建立鳥類活動保護熱點

戰(zhàn)略點分布地周圍環(huán)境不同,所要樹立熱點保護的內(nèi)容也不同：處于林地湖泊間及北部防護林的戰(zhàn)略點距離鳥類棲息地較近處,可懸掛人工巢箱,設(shè)置喂食臺,保障周邊棲息地的鳥類種群數(shù)量；處于荒漠與灌草區(qū)的戰(zhàn)略點可構(gòu)建小臺地、小溝壑等微型鳥類生境,發(fā)揮鳥類活動中的“跳板”作用。

4.2.3 設(shè)立鳥類活動重點保護地塊

本研究中重點保護地塊可分為以下兩大類：

(1)棲息地保護地塊 鳥類棲息地決定著鳥類種群的數(shù)量與結(jié)構(gòu),作為模型的“源”,在整個生態(tài)安全格局中起至關(guān)重要的作用。但實地調(diào)查發(fā)現(xiàn)這些區(qū)域仍然存在諸多問題：(1)北部防護林,其中經(jīng)濟林的占比范圍越來越大,一些樹齡較大的成林在受到病蟲害后,樹種結(jié)構(gòu)趨于單一,鳥類種群類型也隨之單一。(2) 中部的湖泊濕地是保護區(qū)內(nèi)濕地鳥類群落的主要棲息地,日漸發(fā)展的旅游業(yè)對這些水鳥的生存繁殖產(chǎn)生明顯影響。在未來發(fā)展中,這些鳥類棲息地可通過保護蘆葦、香蒲等原生濕地植被、在湖面上增加湖心島及沿岸設(shè)計半島等手段減少人為干擾確保鳥類棲息所需的生存空間。

(2)保護關(guān)鍵區(qū)地塊 這些區(qū)域鳥類活動阻力較小,同樣面臨著原生植被破壞與人為開發(fā)利用所帶來的影響,其中：在北部防護林與中部湖泊濕地,通過優(yōu)化防護林樹種與其中的植物景觀,同時種植一些作物類植被,既滿足鳥類取食,又可以體現(xiàn)當(dāng)?shù)靥厣?；分布于南部灌草區(qū)域的保護關(guān)鍵區(qū),主要問題是灌草植被的枯死退化,可通過增加日常維護,適當(dāng)引入地被類植物來豐富群種結(jié)構(gòu),還可以提高地形地貌的多樣性增加水平方向與垂直方向的景觀異質(zhì)性,起到溝通鳥類棲息地與外圍環(huán)境的紐帶作用。

5 結(jié)論與討論

5.1 結(jié)論

(1)在外圍環(huán)境獨立且內(nèi)部環(huán)境復(fù)雜的人工荒漠生態(tài)系統(tǒng)內(nèi),鳥類種類多樣,活動空間結(jié)構(gòu)分散,基于最小阻力模型(MCR)構(gòu)建鳥類景觀生態(tài)安全格局,從技術(shù)路線上可實現(xiàn)保護區(qū)內(nèi)鳥類保護的整體性與全局性。

(2)根據(jù)寧夏沙坡頭自然保護區(qū)不同鳥類的活動特征構(gòu)建影響鳥類活動的阻力要素體系,并結(jié)合鳥類活動的實際程度賦予不同的阻力值大小,通過MCR模型疊合運算得出累積阻力值分布圖,識別出沙坡頭自然保護區(qū)鳥類景觀安全格局。針對景觀安全格局中重要保護地塊、生態(tài)廊道以及保護熱點3類重要的空間組分,分別提出了針對性的空間優(yōu)化策略。

5.2 討論

(1)景觀安全格局構(gòu)建與模型方法的探討

在俞孔堅先生提出基于MCR模型構(gòu)建景觀安全格局的方法后,許多學(xué)者結(jié)合不同的研究目的對該方法進行了創(chuàng)新與拓展[7-11,20,23]。但已有的研究缺乏對方法本身運用過程的梳理,針對重點應(yīng)用步驟的探討也較少。隨著該方法在用地評價、城市增長邊界預(yù)測及旅游線路規(guī)劃等領(lǐng)域的應(yīng)用拓展,研究對象越來越難體現(xiàn)生態(tài)過程的流動特征,針對物種保護的探討也越來越少[36-40]。

本次研究選取了生態(tài)流邊界易判定、頻率高的荒漠鳥類為研究對象,根據(jù)鳥類活動的特征調(diào)整了模型運用的過程,并對部分模型運用難點進行了探討：通過批量計算點與點之間的最小費用距離識別源間廊道；結(jié)合鳥類生態(tài)流的特征探討了保護關(guān)鍵區(qū)的劃定方法。

(2)模型應(yīng)用的生態(tài)學(xué)依據(jù)與研究結(jié)果的生態(tài)學(xué)意義

相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)：地表景觀斑塊的組成、布局與相互之間的連通關(guān)系都會影響到鳥類及其它生物的分布與活動[41-42]。本研究旨在梳理篩選影響保護區(qū)鳥類活動的相關(guān)要素,識別關(guān)鍵景觀組分,優(yōu)化整體景觀格局從而達到維護和促進鳥類活動的目的。

相關(guān)研究采用了圖論等空間分析的方法識別出生態(tài)流的最小耗費路徑或關(guān)鍵空間節(jié)點來表征生態(tài)流的空間活動趨勢,進而提出維護整體生態(tài)流的優(yōu)化建議[43-44]。本研究的理論同樣基于空間耗費路徑分析,通過綜合關(guān)鍵位置、區(qū)域及相互間的空間關(guān)系構(gòu)建整體的景觀格局,用以表征鳥類活動在克服不同阻力時反映不出的空間活動趨勢,各格局組份與景觀生態(tài)學(xué)的景觀分析理論相互對應(yīng),如斑塊、廊道與基質(zhì)模型等[21],研究結(jié)果覆蓋面廣、科學(xué)性強。通過構(gòu)建合理性異質(zhì)性表面,減少了保護區(qū)未來景觀變化對鳥類活動的影響,進而保護鳥類生態(tài)流的過程。

(3)模型運用過程及成果應(yīng)用拓展的探討

本研究的阻力指標(biāo)體系主要考慮保護區(qū)現(xiàn)有鳥類種群的分布活動特征,但經(jīng)后期考察發(fā)現(xiàn)各個阻力因子之間并不是簡單的疊加關(guān)系,因子與因子之間存在著相互作用,例如：各個不同類型的土壤受周邊水體的影響會表現(xiàn)出不同的理化特征；相同類型的交通網(wǎng)分布在不同的生態(tài)系統(tǒng)中對鳥類活動的影響程度不同；土壤類型相同但周邊的生態(tài)系統(tǒng)類型不同,對鳥類活動的影響也會有所不同。后期應(yīng)進一步加強因子間相互作用在模型構(gòu)建中的影響研究。

總體而言,基于最小阻力模型(MCR)構(gòu)建鳥類景觀生態(tài)安全格局能較好的融入生態(tài)流的自身特征,并能將不同的環(huán)境因素反應(yīng)到模型運用中,對于我國自然保護區(qū)開展景觀尺度上生物多樣性保護,優(yōu)化保護區(qū)景觀空間格局,具有一定的科學(xué)指導(dǎo)和實踐應(yīng)用價值。

[1] Primack R B. Essentials of Conservation Biology. Massachusetts: Sinauer Associates Inc, 1993: 500- 511.

[2] 張迎梅, 包新康, 虞閏六, 李新榮. 寧夏沙坡頭荒漠生態(tài)環(huán)境鳥類季節(jié)性消長研究. 中國沙漠, 2002, 22(6): 541- 544.

[3] 張迎梅, 王香亭. 寧夏沙坡頭自然保護區(qū)鳥類區(qū)系與沙漠治理. 蘭州大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 1990, 26(3): 88- 98.

[4] 虞閏六,包新康,張迎梅,李新榮. 寧夏沙坡頭地區(qū)環(huán)境結(jié)構(gòu)變化與鳥類生物多樣性. 蘭州大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版, 2002,38(6):78- 83.

[5] 劉迺發(fā), 黃族豪, 吳洪斌, 劉榮國, 郝耀明. 寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)動物資源的消長. 生物多樣性, 2002, 10(2): 156- 162.

[6] 黃族豪, 劉榮國, 劉迺發(fā), 吳洪斌, 郝耀明. 寧夏沙坡頭自然保護區(qū)四種生境夏季鳥類群落變化. 動物學(xué)研究, 2003, 24(4): 269- 273.

[7] Sork V L, Smouse P E. Genetic analysis of landscape connectivity in tree populations. Landscape Ecology, 2006, 21(6): 821- 836.

[8] Baguette M, Dyck H V. Landscape connectivity and animal behavior: functional grain as a key determinant for dispersal. Landscape Ecology, 2007, 22(8): 1117- 1129.

[9] 關(guān)文彬, 謝春華, 馬克明, 牛健植, 趙玉濤, 汪西林. 景觀生態(tài)恢復(fù)與重建是區(qū)域生態(tài)安全格局構(gòu)建的關(guān)鍵途徑. 生態(tài)學(xué)報, 2003, 23(1): 64- 73.

[10] Gardner R H, Gustafson E J. Simulating dispersal of reintroduced species within heterogeneous landscapes. Ecological Modelling, 2004, 171(4): 339- 358.

[11] Greenberg J A, Rueda C R, Hestir E L, Santos M J, Ustin S J. Least cost distance analysis for spatial interpolation. Computers & Geosciences, 2011, 37(2): 272- 276.

[12] 姜磊. GIS支持下景觀格局優(yōu)化關(guān)鍵技術(shù)研究[D]. 北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2012.

[13] 趙筱青. 外來樹種引種的景觀生態(tài)安全格局研究——以尾葉桉類林在云南省瀾滄縣引種為例[D]. 昆明: 云南大學(xué), 2008.

[14] 胡望舒, 王思思, 李迪華. 基于焦點物種的北京市生物保護安全格局規(guī)劃. 生態(tài)學(xué)報, 2010, 30(16): 4266- 4276.

[15] 龔建周, 夏北成, 陳健飛, 林媚珍. 基于3S技術(shù)的廣州市生態(tài)安全景觀格局分析. 生態(tài)學(xué)報, 2008, 28(9): 4323- 4333.

[16] 劉揚, 高成廣, 李健僖. 云龍水庫水源保護區(qū)景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建. 林業(yè)調(diào)查規(guī)劃, 2011, 36(6): 105- 108.

[17] 吳昌廣, 周志翔, 王鵬程, 肖文發(fā), 滕明君, 彭麗. 基于最小費用模型的景觀連接度評價. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2009, 20(8): 2042- 2048.

[18] 吳洪斌, 郝耀明, 劉迺發(fā). 寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)綜合科學(xué)考察. 蘭州: 蘭州大學(xué)出版社, 2005: 80- 99.

[19] 劉迺發(fā), 吳洪斌, 郝耀明. 寧夏沙坡頭國家級自然保護區(qū)二期綜合科學(xué)考察. 蘭州: 蘭州大學(xué)出版社, 2011: 74- 107.

[20] 魏偉, 趙軍, 王旭峰. GIS、RS支持下的石羊河流域景觀利用優(yōu)化研究. 地理科學(xué), 2009, 29(5): 750- 754.

[21] 俞孔堅. 生物保護的景觀生態(tài)安全格局. 生態(tài)學(xué)報, 1999, 19(1): 8- 15.

[22] Knaapen J, Scheffer M, Harms B. Estimating habitat isolation in landscape planning. Landscape and Urban Plan, 1992, 23(1): 1- 16.

[23] Broquet T, Ray N, Petit E, Fryxell J M, Burel F. Genetic isolation by distance and landscape connectivity in the American marten (MartesAmericana). Landscape Ecology, 2006, 21(6): 877- 889.

[24] 李紀宏, 劉雪華. 基于最小費用距離模型的自然保護區(qū)功能分區(qū). 自然資源學(xué)報, 2006, 21(2): 217- 224.

[25] Stanton A, Javadi A A. An automated approach for an optimised least cost solution of reinforced concrete reservoirs using site parameters. Engineering Structures, 2014, 60(2): 32- 40.

[26] Latja P, Valtonen A, Malinga G M, Roininen H. Active restoration facilitates bird community recovery in an Afrotropical rainforest. Biological Conservation, 2016, 200(5): 70- 79.

[27] 李苗苗, 吳炳方, 顏長珍, 周為峰. 密云水庫上游植被覆蓋度的遙感估算. 資源科學(xué), 2004, 26(4): 153- 159.

[28] 李曉娟, 周財權(quán), 胡錦矗, 楊書義. 南充高坪機場土壤及草叢動物群落特征和鳥類的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)報, 2009, 29(2): 706- 713.

[29] 齊述華, 牛錚, 王軍邦, 王長耀. 1982～2001年間中國干旱發(fā)生時空特征的遙感分析. 土壤學(xué)報, 2006, 43(3): 376- 382.

[30] 姜娜, 邵明安, 雷廷武. 水蝕風(fēng)蝕交錯帶坡面土壤入滲特性的空間變異及其分形特征. 土壤學(xué)報, 2005, 42(6): 904- 908.

[31] 葛振鳴, 王天厚, 施文彧, 周立晨, 薛文杰. 環(huán)境因子對上海城市園林春季鳥類群落結(jié)構(gòu)特征的影響. 動物學(xué)研究, 2005, 26(1): 17- 24.

[32] 彭巖波, 丁平. 白頸長尾雉春季擴散活動的影響因子. 動物學(xué)研究, 2005, 26(4): 373- 378.

[33] 劉澈, 鄭成洋, 張騰, 曾發(fā)旭, 王逸然. 中國鳥類物種豐富度的地理格局及其與環(huán)境因子的關(guān)系. 北京大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2014, 50(3): 429- 438

[34] Reijnen R, Foppen R, Meeuwsen H. The effects of traffic on the density of breeding birds in Dutch agricultural grasslands. Biological Conservation, 1996, 75(3): 255- 260.

[35] Forman R T T, Reineking B, Hersperger A M. Road traffic and nearby grassland bird patterns in a suburbanizing landscape. Environmental Management, 2002, 29(6): 782- 800.

[36] Sutcliffe O L, Bakkestuen V, Fry G, Stabbetorp O E. Modelling the benefits of farmland restoration: methodology and application to butterfly movement. Landscape and Urban Planning, 2003, 63(1): 15- 31.

[37] 潘竟虎, 劉曉. 基于空間主成分和最小累積阻力模型的內(nèi)陸河景觀生態(tài)安全評價與格局優(yōu)化——以張掖市甘州區(qū)為例. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2015, 26(10): 3126- 3136.

[38] 葉玉瑤, 蘇泳嫻, 張虹鷗, 吳旗韜, 劉凱. 生態(tài)阻力面模型構(gòu)建及其在城市擴展模擬中的應(yīng)用. 地理學(xué)報, 2014, 69(4): 485- 496.

[39] 劉艷芳, 郭曉慧, 方然, 孔雪松. 基于景觀生態(tài)安全格局的土地利用總體規(guī)劃環(huán)境影響評價. 重慶師范大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2015, 32(6): 120- 126.

[40] 王明月, 李加林, 鄭忠明, 姜文達, 徐諒慧, 楊磊, 袁麒翔, 盧雪珠, 肖望. 基于生態(tài)功能強度分析的灘涂圍墾區(qū)景觀格局優(yōu)化. 生態(tài)學(xué)雜志, 2015, 34(7): 1943- 1949.

[41] Uezu A, Metzger J P, Vielliard J V M E. Effects of structural and functional connectivity and patch size on the abundance of seven Atlantic Forest bird species. Biological Conservation, 2005, 123(4): 507- 519.

[42] Chardon J P, Adriaensen F, Matthysen E. Incorporating landscape elements into a connectivity measure: a case study for the Speckled wood butterfly (ParargeaegeriaL.). Landscape Ecology, 2003, 18(6): 561- 573.

[43] Minor E S, Urban D L. Graph theory as a proxy for spatially explicit population models in conservation planning. Ecological Applications, 2007, 17(6): 1771- 1782.

[44] Etherington T R, Holland E P. Least-cost path length versus accumulated-cost as connectivity measures. Landscape Ecology, 2013, 28(7): 1223- 1229.

ConstructionofthelandscapeecologicalsecuritypatternfortheconservationofbirdsatShapotouNationalNatureReserve,Ningxia

WANG Yuan1, HE Cheng1,*, LIU Rongguo2, WU Hongbin2, CHENG Xiaoqiang3

1CollegeofTerritorialResourcesandTourism,AnhuiNormalUniversity,Wuhu241002,China2ShapotouNationalNatureReserveManagementOffice,Zhongwei751700,China3ShanghaiNEW-ECOEnvironmentConsultantsLtd,Shanghai200082,China

國家自然科學(xué)基金(41201544)；國家環(huán)保部生物多樣性保護專項；教育部人文社會科學(xué)基金(12YJCZH208)；教育部博士學(xué)科點專項科研基金(20123424120004)

2016- 05- 10; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期

日期:2017- 03- 27

*通訊作者Corresponding author.E-mail: hecheng1130@yahoo.com

10.5846/stxb201605100907

王原,何成,劉榮國,吳洪斌,陳驍強.寧夏沙坡頭國家自然保護區(qū)鳥類景觀生態(tài)安全格局構(gòu)建.生態(tài)學(xué)報,2017,37(16):5531- 5541.

Wang Y, He C, Liu R G, Wu H B, Cheng X Q.Construction of the landscape ecological security pattern for the conservation of birds at Shapotou National Nature Reserve, Ningxia.Acta Ecologica Sinica,2017,37(16):5531- 5541.