張周愛，杜 芳，黃 赳,邢龍飛，雷少剛

(1.神華寶日希勒能源有限公司，內蒙古 呼倫貝爾 021500; 2.中國礦業(yè)大學 國土資源研究所，江蘇 徐州 221116; 3.中國礦業(yè)大學 礦山生態(tài)修復教育部工程研究中心，江蘇 徐州 221116)

近年來國家對生態(tài)和環(huán)境保護越來越重視，在礦山開采方面提出了“綠色礦山”的理念，在發(fā)展經濟的同時，也要注重生態(tài)環(huán)境保護。但是目前礦山開采技術還不夠完善，對礦區(qū)周圍環(huán)境造成很大影響?！暗V山土地復墾”也成為近年來研究的熱門話題。2011年土地復墾條例將土地復墾定義修改為“是指對生產建設活動和自然災害損毀的土地，采取整治措施，使其達到可供利用狀態(tài)的活動”，適當的人工干預可以促進礦山土地生態(tài)系統(tǒng)的自然修復[1]。煤炭資源開采給這類地區(qū)帶來了一系列生態(tài)環(huán)境問題[2-3]，例如土壤污染[4]、地表沉降、土地破壞、植被退化、水質污染、大氣污染等[5]。礦山開采帶來巨大經濟效益的同時也使得礦區(qū)周圍的大型生境斑塊不斷被侵占，導致景觀破碎化程度加劇。露天煤礦開采造成礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)破壞和生物多樣性喪失[6]。土地資源的破壞導致原地貌形態(tài)下動植物賴以生存的生境遭到毀滅性破壞，生物多樣性也隨之消失。目前土地復墾后，地表主要形態(tài)為“平臺-邊坡”模式，形態(tài)單一且易破碎。尤其是邊坡復墾后形成的高坡度大坡長的松散坡面，分割了排土場生境，限制了動物遷徙與種群交流。景觀破碎化導致生境斑塊的面積縮小，景觀連通性降低，生境斑塊逐漸島嶼化，從而干擾景觀正常的連通性以及生態(tài)自身的調控能力，另外也導致當地的生物多樣性降低，損害了健康的生態(tài)系統(tǒng)，導致生態(tài)系統(tǒng)服務功能發(fā)生變化[7-8]。生態(tài)網絡的構建能夠促進生境斑塊的連接，促進物種的遷移，更好地維系物種擴散過程，豐富生物多樣性，從而提高生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性，實現生態(tài)網絡的功能連通，對生態(tài)保護和環(huán)境保護有重要意義[9]。

近年來，一種偏向測度結構連接性的形態(tài)學空間格局分析(MSPA,Morphological Spatial Pattern Analysis)方法開始被引入生態(tài)網絡分析研究中[10]。MSPA是基于腐蝕、膨脹、開運算、閉運算等數學形態(tài)學原理對柵格圖像的空間格局進行度量、識別和分割的一種圖像處理方法，能夠更加精確地分辨出景觀的類型和結構[11-12]。傳統(tǒng)的分析景觀連通性方法是將斑塊或者廊道單獨提取出來，形態(tài)學方法是從像元層面上識別出生境斑塊和廊道等對景觀連通性起重要作用的區(qū)域[13]。該方法主要強調結構性數據，依據土地利用分類數據，提取濕地、優(yōu)良的天然草地作為前景數據，其他的用地類型作為背景，采用一系列的圖像處理方法，把前景數據分為互不重疊的7類(核心區(qū)、橋接區(qū)、環(huán)道區(qū)、支線、邊緣區(qū)、孔隙和島狀斑塊)，從而識別出對生態(tài)系統(tǒng)具有重要意義的景觀類型。

勝利礦區(qū)土地退化嚴重，屬于半干旱草原氣候，降雨量少，地下水位下降，疏干水的排放導致土壤鹽堿化嚴重，對地表植物生長產生影響，由此引起物種棲息地減少，生態(tài)安全格局下降。因此，運用生態(tài)網絡對構建生態(tài)安全格局具有較大優(yōu)勢，連接生態(tài)源地，促進物種交流。建立生態(tài)廊道是景觀生態(tài)規(guī)劃的重要方法，也是解決當前人類劇烈活動造成的景觀破碎化以及隨之而來的眾多環(huán)境問題的重要措施。

目前國內對東部草原區(qū)的生態(tài)安全格局研究較少，針對礦區(qū)景觀的更是少之又少，大多以城市為中心研究區(qū)。筆者以錫林浩特市勝利露天礦區(qū)為研究區(qū)，根據遙感圖像解譯土地利用類型，提取植被覆蓋度較高的綠地景觀，采用MSPA方法，識別出研究區(qū)的核心區(qū)景觀要素，然后通過選用景觀連接概率(LCP)、整體連通性(IIC)、可能連通性(PC)和斑塊重要性(DI)等景觀指數[14]，對核心區(qū)進行連通度評價，按照重要性程度提取生態(tài)源地，采用最小累積阻力模型模擬研究區(qū)潛在的生態(tài)廊道，構建生態(tài)網絡，并基于重力模型對生態(tài)廊道進行分級，提取重要廊道，在此基礎上有針對性地提出了生態(tài)網絡優(yōu)化對策。研究結果將為景觀破碎化地區(qū)生態(tài)網絡的科學構建提供依據和參考。

1 研究地區(qū)概況

勝利礦區(qū)(43.904°～44.231°N，115.407°～116.442°E)位于內蒙古自治區(qū)錫林浩特市西北2～5 km處，海拔970～1 212 m，地形為緩坡起伏的山前平原，該區(qū)屬于半干旱草原氣候，冬寒夏炎，年溫差較大。極端最高氣溫38.3 ℃(1955-07-25)，最低氣溫-42.4 ℃(1953-01-15)。日均氣溫低于-25 ℃平均每年40.15 d，年平均降水量294.74 mm，年平均蒸發(fā)量為1 794.64 mm，約達到年平均降雨量的6倍。降水主要集中于6，7，8月，降水量占全年降水總量的71%。春季多風，主導風向為南西，風速為2.1～8.4 m/s，瞬時最大風速可達36.6 m/s。凍結期為10月初—12月上旬，解凍期為翌年3月末—4月中旬。礦區(qū)下轄勝利煤田和巴彥溫都爾煤田，總面積725.8 km2，查明地質資源量18 054.17 Mt。2020年勝利煤田的生產規(guī)模預計將達到138.90 Mt/a。

如圖1所示，勝利礦區(qū)目前有4個生產礦井，分別為:Ⅰ露天鍺礦;Ⅱ西三號露天礦;Ⅲ一號露天礦;Ⅳ東二號露天礦。其他礦井都處于基礎建設階段。本文的研究區(qū)設定為基于高程數據，用Geo WEPP模型模擬出的包含露天礦的1個流域。

圖1 研究區(qū)位置Fig.1 Map of study area

2 數據與研究方法

2.1 數據來源與預處理

本文所采用的數據主要是2016-08-07的Landsat遙感數據(空間分辨率30 m，ID為LE71240292016220EDC00)。對遙感數據進行大氣校正、輻射定標等預處理，進而采用監(jiān)督分類和矢量化相結合的方法對遙感影像解譯，從而得到研究區(qū)的土地利用類型圖。植被覆蓋度高、生境質量好的草地分為綠地景觀;相對較差的草地因為沙化嚴重，植被覆蓋度低，生境質量差，不足以支撐物種生存，分為沙化地。各景觀類型根據Google Earth生成的高分影像結合實地調研進行分類。各個樣本類型之間的可分離性用Jeffries-Matusita距離參數來表示，參數值均在1.9～2.0，說明各類型樣本分離性較好，精度較高[15]，同時結合《TD/T 1010—2015土地利用動態(tài)遙感監(jiān)測規(guī)程》中規(guī)定的精度驗證方法進一步進行驗證了分類精度的可信性[16]。

2.2 研究方法

2.2.1基于MSPA方法的綠地景觀格局分析

根據解譯后的遙感數據，提取去除人工草地后并且植被覆蓋度達60%以上的綠地景觀作為MSPA分析的前景數據，其他土地利用類型作為背景數據。將數據轉換為TIFF格式的二值化柵格文件;再基于Guidos分析軟件，采用八鄰域分析方法，Edge Width設置為30 m，得到7種不同類型景觀，分別為核心區(qū)、橋接區(qū)、邊緣區(qū)、島狀斑塊、孔隙、環(huán)道區(qū)和支線，其各個不同景觀類型的生態(tài)學含義見表1。

表1 各景觀的生態(tài)學含義
Table 1 Ecological meaning of landscape

景觀類型生態(tài)學意義核心區(qū)前景數據像元中較大的生境斑塊,可以為物種提供較大的棲息地,對生物多樣性的保護具有重要意義,是生態(tài)網絡中的生態(tài)源地橋接區(qū)連通核心區(qū)的狹長區(qū)域,代表生態(tài)網絡中斑塊連接的廊道,對生物遷移和景觀連接具有重要意義島狀斑塊彼此不相連的孤立、破碎的小斑塊,斑塊之間的連接度比較低,內部物質、能量交流和傳遞發(fā)可能性較小邊緣區(qū)核心區(qū)和主要非綠色景觀區(qū)域之間的過渡區(qū)域孔隙核心區(qū)和非綠色景觀斑塊之間的過渡區(qū)域,即內部斑塊邊緣(邊緣效應)環(huán)道區(qū)連接同一核心區(qū)的廊道,是同一核心區(qū)內物種遷移的捷徑支線只有一端與邊緣區(qū)、橋接區(qū)、環(huán)道區(qū)或者孔隙相連的區(qū)域

2.2.2生態(tài)源地的選取

生態(tài)源地是物種擴散和維持的源點，主要包含3個生態(tài)特征:可提供關鍵的生態(tài)服務、具有景觀格局的連續(xù)性和完整性、可防止生態(tài)系統(tǒng)退化引起的生態(tài)問題[17]。生態(tài)連通性有助于物種的遷移和擴散，從而保證生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性。本文利用Conefor軟件，選用景觀連接概率(LCP)、整體連通性(IIC)、可能連通性(PC)和斑塊重要性(DI)4個景觀指數，將斑塊連通距離閾值設置為1 000，連通的概率設為0.5[14]，對核心區(qū)進行景觀連接度評價，并將核心區(qū)斑塊重要值(dPC)大于1且面積大于0.5 km2的斑塊作為源地[18]。

(1)

式中，LCP為景觀連接概率;NC為棲息地的組分數;景觀組分是指在空間結構或生態(tài)功能上相互連接的斑塊組成的整體;Ci為每個組分的總面積;Al為總景觀的面積,包括棲息地和非棲息地。

(2)

式中，IIC為整體連通性指數(0

(3)

(4)

其中，I為指數的初始值;Iremove為移除此棲息地后指數的值;DI值越大，表明此棲息地越重要。

2.2.3基于最小累積阻力模型的生態(tài)網絡構建

最小累積阻力模型可以確定源和目標之間的最短路徑，即是生物遷移的最佳路徑，可以有效避免干擾。該方法是在GIS平臺支持下，通過源和阻力系數的設置[19](表2)，來確定核心區(qū)之間的連接路徑。結合MSPA分析結果，提取相應的生態(tài)源地，根據不同景觀對物種遷移的阻力大小，對不同的土地利用類型分別賦值，構成阻力面模型。景觀阻力越大，表明物種遷移難度較大，相反表示物種遷移較容易。基于GIS軟件平臺，在ArcGIS10.2的空間分析模塊下，利用提取的生態(tài)源地和構建的阻力面，生成源斑塊之間的最小路徑，對冗余路徑進行剔除，即可得到潛在生態(tài)廊道。

2.2.4基于重力模型的生態(tài)廊道分析

重力模型可以定量評價源地斑塊間的相互作用強度，從而判定生態(tài)廊道的相對重要性[12]。

(5)

式中，Gab為斑塊a，b之間的相互作用力;Na和Nb分別為兩斑塊的權重值;Dab為斑塊a，b間潛在廊道阻力的標準化值;pa,pb為斑塊a,b的阻力值，Sa,Sb為斑塊a,b的面積;Lab為斑塊a到b之間廊道的累積阻力值;Lmax為研究區(qū)中所有廊道阻力的最大值。

表2 各景觀的阻力系數
Table 2 Resistance coefficient of each landscape

土地利用類型景觀阻力系數源地1～5綠地景觀10水域100建筑用地1 000道路800外排土場700內排土場1 200采坑1 500沙化地600

由式(5)可以得出任意兩個生態(tài)源地之間的作用強度，根據結果和研究區(qū)的實際情況，將相互作用強度大于100的廊道作為重要廊道，其他廊道作為一般廊道[20]。

2.2.5生態(tài)網絡連通性對比分析

使用目前常用的網絡連接度(Network connectivity)評價新增廊道和源地后生態(tài)網絡整體連通性的差異性[21]。評價指標主要有α指數(網絡閉合度)、γ指數(連接度)、β指數(網絡連接度)。評價指標結合了圖論相關原理，可反映構建生態(tài)網絡后景觀流動較構建前的連通性變化，進而對構建的生態(tài)網絡有效性進行驗證[22]，計算公式如下:

α=(L-V+1)/(2V-5)

(6)

β=L/V

(7)

γ=L/Vmax=L/[3(V-2)]

(8)

其中，L為生態(tài)廊道數量;V為節(jié)點的數量，V≥3;Vmax為最大可能連接生態(tài)廊道數量。α指數的范圍是[0,1]，β指數范圍是[0,3]，γ指數的范圍是[0,1]。α指數越高，說明區(qū)域物質循環(huán)、能量流動及物種遷移越順暢。β指數≤1說明網絡結構較為單一，β指數>1說明網絡結構復雜。γ指數越高說明節(jié)點連接度越高。

3 結果與分析

3.1 基于MSPA綠地景觀生態(tài)網絡結構分析

對遙感影像進行解譯，結果如圖2(a)所示，研究區(qū)主要以沙化地為主，綠地景觀次之，分別占研究區(qū)總面積的65.63%和14.84%;水體面積最少，為1.89 km2，占研究區(qū)面積0.18%。提取分類圖中綠地景觀和濕地，進行MSPA分析，得到互不重疊的7類景觀如圖2(b)所示，并對分析結果進行統(tǒng)計，結果見表3，4。

圖2 基于MSPA的景觀類型Fig.2 Landscape type map based on MSPA

表3 土地利用類型統(tǒng)計
Table 3 Statistic of land use

土地利用類型占總面積的百分比/%面積/km2濕地1.1711.90內排土場1.1411.64露天采坑1.5415.77道路1.7117.49綠地景觀14.84151.63人工草地1.2112.32建筑用地10.64108.71沙化地65.63669.37水體0.181.89外排土場2.0320.77總計1001 021.51

表4 景觀類型分類統(tǒng)計
Table 4 Statistics of each landscape

景觀類型占前景總面積的百分比/%面積/km2核心區(qū)55.8284.64橋接區(qū)2.153.26島狀斑塊2.223.37邊緣區(qū)33.9151.42孔隙2.123.21環(huán)道區(qū)0.971.47支線2.814.26總計100151.63

由表4和圖2可以看出，研究區(qū)的綠地景觀面積共有151.63 km2，基于MSPA方法分析，其中核心區(qū)面積為84.64 km2，占研究區(qū)綠地景觀的55.82%，斑塊破碎化程度嚴重，連通性差，最大核心區(qū)斑塊分布于錫林河濕地;島狀斑塊是孤立的綠地景觀，且不與其他斑塊相連接，占綠地景觀的2.22%，可以作為物種遷徙的踏腳石以及臨時棲息地，必要時可以提高斑塊的連通性。橋接區(qū)是連接核心區(qū)的狹長區(qū)域，代表生態(tài)網絡中的連接廊道，對生物遷移和景觀連接具有重要意義，占研究區(qū)綠地景觀面積的2.15%。可知研究區(qū)現有的生態(tài)廊道較少，無法滿足物種的遷移交流要求，生態(tài)連接性較差。邊緣區(qū)面積為5 141.90 hm2，占綠地景觀的33.91%，邊緣區(qū)的生態(tài)學意義是核心區(qū)和非綠色景觀區(qū)域之間的過渡區(qū)域，可產生物種生存的邊緣效應，邊緣區(qū)面積越多，則適宜物種生存的核心區(qū)就越少并且分散越嚴重，即景觀破碎化越嚴重。

3.2 生態(tài)源地選取

對核心區(qū)進行連通性分析，計算斑塊的重要性，即對整體連通性的貢獻程度，程度越大，則越重要。

篩選原則是選取LCP，IIC，PC指數表征的斑塊結果均在前20名的核心區(qū)作為生態(tài)源地，這3個指數可有效評價景觀連通性。根據已有研究及實際情況，選取這3個指數均排在前20名的斑塊除了體現了作為源地所需的生態(tài)系統(tǒng)服務價值外，更加兼顧了斑塊在景觀連通中的作用大小;這些斑塊對景觀連通性貢獻最大，從而能更有效地維持和發(fā)揮景觀生態(tài)功能[23]。結合連通性指數和斑塊面積經過篩選共計15個斑塊作為生態(tài)源地[24]，空間分布結果如圖3所示。生態(tài)源地將為當地物種提供棲息地，以保證物種的生存交流，生態(tài)源地的缺失將直接導致整體連通性的下降，所以無論從地理空間位置還是生境質量屬性來看，都是不可缺少的生態(tài)斑塊。

圖3 生態(tài)源地與核心區(qū)分類Fig.3 Classification map of ecological sources and core

表5表示生態(tài)源地景觀連通性指數重要性排序結果。由表5和圖4可以看出，1號源地的整體連通性指數與可能連通性指數最大，皆在40以上;2號源地各連通性指數在20以上，相比3～15號斑塊對研究區(qū)的整體連通性發(fā)揮了極大作用。3～15號斑塊的連通性指數相差不大，對整個研究區(qū)的連通性貢獻程度基本一致。主要是由于1和2號斑塊占綠地景觀的面積較大，1號斑塊的面積為14.38 km2，2號斑塊的面積為6.63 km2，3～15號斑塊面積最大為3.59 km2;在其他條件相同的情況下，面積越大，斑塊的生境適宜性越大，對物種以及生態(tài)貢獻越大。其次由于兩個斑塊在錫林河附近，生態(tài)服務價值相對較高，起到對整個研究區(qū)的生態(tài)源地連接的作用。

表5 生態(tài)源地景觀連通性指數評價
Table 5 Evaluation of landscape connectivity index of theecological sources

生態(tài)源地編號LPCIICPC146.9143.2647.96224.3221.4622.8738.0311.938.9946.356.706.0256.238.516.6765.235.085.0474.858.585.4584.814.034.1694.433.993.80103.533.373.28113.383.323.07123.293.483.02133.152.632.65143.103.042.82152.572.802.69

3.3 生態(tài)廊道及相互作用強度

基于最小累積阻力模型構建生態(tài)廊道，如圖4所示，廊道寬度為30 m，生態(tài)廊道景觀組成見表6，可以看出，基于最小累積阻力模型模擬的生態(tài)廊道的面積為0.82 km2，其中綠地景觀在廊道中的面積有0.73 km2，占廊道面積的88.78%，綠地景觀是生態(tài)廊道的重要組成部分。水域在廊道中的面積為0.03 km2，占3.05%，水域對于物種遷移起到一定的阻礙作用，然而水域周邊的綠地是作為源地和廊道的重要建設區(qū)，適宜物種活動。道路和建設用地都占廊道面積的1.2%，人為活動頻繁的區(qū)域能夠阻礙物種遷移和擴散。穿過建設用地的生態(tài)廊道基本上不存在，更加說明人為活動導致區(qū)域的生態(tài)質量較差。礦業(yè)景觀排土場和采坑中沒有廊道，礦業(yè)活動對物種遷移起到嚴重阻礙的作用，因此在規(guī)劃生態(tài)廊道時應該盡量避免這些區(qū)域。

圖4 研究區(qū)生態(tài)網絡Fig.4 Ecological network of the study area

表6 生態(tài)廊道的景觀組成
Table 6 Landscape composition of the ecological corridor

土地利用類型總面積/km2在廊道中的面積/km2占生態(tài)網絡總面積的比例/%綠地景觀151.630.73488.78水域1.890.0253.05道路17.490.0091.20建設用地11.640.0091.20荒地676.610.0485.77外排土場20.7700內排土場11.6400采坑15.7700總計907.440.826100

基于重力模型分析源地之間廊道相互作用強度見表7和圖4。可以看出，基于重力模型對生態(tài)源地之間生態(tài)廊道相互作用強度進行分析，2號和9號源地之間的相互作用強度最大，表明兩個斑塊之間的連通性較強，在實際評價中可以看作為一個整體，對物種豐富度和物種遷移有重要意義;而3和14號源地之間的相互作用強度最小，為0.13，說明景觀阻力大，廊道適宜性差，物種遷移難度大，從而減弱了物質和能量流動的可能性。但是，兩斑塊之間沒有直接的相連，而是通過其他源地作為墊腳石，減少了斑塊之間的阻力。1，2，8，9號生態(tài)源地斑塊集中于錫林河附近，它們之間的相互作用強度大，雖然某些斑塊會被道路分割，但是在后期的研究中，可以認為是一個整體。其它生態(tài)源地斑塊分布比較分散，例如3，6，14號源地斑塊和其他斑塊之間的相互作用強度都在10以下，表明與其他斑塊之間的阻力較大，必將導致物質流和能量流無法遷移。因此在生態(tài)源地斑塊附近可以通過改善生境質量或者設置墊腳石斑塊來促進物質流和能量流的遷移。

表7 基于重力模型計算的源地之間的相互作用矩陣
Table 7 Node interaction based on the gravity model

源地斑塊1 2 3 4 5 6 7 891011121314151 0 607 426.26 5.49 141.51 167.53 4.80 327.57 37 457 770.7459 840.17204.3944.3030.578 721.296.4728.482 0 5.20 140.59 167.19 4.61 335.04 179 930.44264 745 817204.9444.5430.335 589.016.2228.203 0 1.18 1.22 0.11 1.41 2.184.471.230.250.231.920.130.224 0 155.39 2.74 476.75 56.74119.31235.8253.8829.6643.929.1525.045 0 5.22 696.76 63.18133.333 185.96459.2217 853.2648.154.0921 243.726 0 4.42 2.204.495.181.001.331.930.251.197 0 135.29278.232 236.65711.9134.8388.645.7096.128 0133 115.9382.9117.9813.073 105.992.7511.929 0170.5036.9724.364 608.335.2322.2810 020 290.85637.2958.344.50398.6911 090.8811.650.9079.5812 09.060.77844.2013 02.208.1114 00.7515 0

根據重力模型分析生態(tài)源地之間的相互作用強度，即產生廊道的難易程度對廊道進行類別劃分。如圖4所示，當相互作用強度大于100時，劃分為重要廊道，當相互作用強度小于100時，源地間廊道為一般廊道。重要廊道主要是連接礦區(qū)與城區(qū)之間的生態(tài)源地所構建的生態(tài)廊道，作為防護林建設，可減少粉塵向城區(qū)的進一步傳播，并提升城鎮(zhèn)內的景觀連通性。一般廊道的主要作用是提升位置相對分散的源地的物質連接性和能量流動性。通過生態(tài)廊道將位置較為分散的源地和其它位置分布較為集中的源地相連，并和基質構成一個有機整體，以增強區(qū)域景觀整體連通性。

3.4 景觀生態(tài)網絡連通性優(yōu)化效果分析

構建生態(tài)源地和生態(tài)廊道前，根據節(jié)點和生態(tài)廊道數量計算和分析研究區(qū)生態(tài)網絡連接度的改善情況，進而反應景觀生態(tài)網絡格局優(yōu)化的效果[25]。其中，生態(tài)源地可根據3.3節(jié)中重力模型計算出的相互作用大小簡化為9個點對象，進而對景觀生態(tài)網絡格局優(yōu)化效果進行分析。

網絡連接度指數皆為正值，說明生態(tài)網絡構建對區(qū)域景觀網絡連通性起到了一定的優(yōu)化作用。其中，網絡閉合度α指數為0.69，網絡閉合度較高，說明在區(qū)域內景觀生態(tài)網絡提供的擴散路徑較多，循環(huán)性和流通性較好;節(jié)點連接度指數β為1.89，即網絡結構復雜，具有較好的穩(wěn)定性，在這樣的基礎上，假如生態(tài)受到干擾，恢復能力較強;連接度指數γ為0.81，即生態(tài)源地間的連接度在增加廊道后有所提升。用反映生態(tài)網絡優(yōu)劣的連接度指數進行評價的結果表明，所構建的源地和廊道能夠提高區(qū)域景觀生態(tài)網絡的完整性和穩(wěn)定性。

4 討 論

本文以內蒙古自治區(qū)錫林郭勒盟錫林浩特市勝利礦區(qū)為研究區(qū)，基于MSPA方法對綠色基礎設施進行分析，結合景觀連通性指數和斑塊面積對生態(tài)源地進行提取，基于最小累積阻力模型模擬潛在生態(tài)廊道，對生態(tài)廊道相互作用強度進行定量評價。

研究區(qū)的綠地總景觀破碎化嚴重，生態(tài)源地之間的相互作用力小，物質流和能量流遷移可能性降低，缺乏必要的生態(tài)連通性[26]。但在錫林河附近形成了較大面積區(qū)域的生態(tài)源地[27]，一方面是由于水資源對當地植物生長起到了促進作用，另一方面是對錫林河周圍濕地的保護使其生境質量較好。城鎮(zhèn)內廊道和錫林河高度吻合，是依水而建，這比較符合實際情況，也從側面說明，水資源對物種生存、遷移的重要性。然而其他區(qū)域的斑塊破碎化依然嚴重，所以在保護錫林河附近濕地和草原景觀的基礎上還要加強對研究區(qū)其他地方的優(yōu)化治理，增加綠地景觀，保護生態(tài)，控制放牧，并且盡量減小礦山開發(fā)對草原生態(tài)的影響，從而構建更加完善的生態(tài)網絡[28-29]。

不同源地之間的相互作用強度差異較大。由于礦業(yè)景觀和城鎮(zhèn)建設用地的影響[28]，源地之間構成自然生態(tài)網絡較難，并且景觀阻力對廊道的構建造成很大的影響。所以在廊道構建時，必須優(yōu)先考慮景觀阻力值，應盡量避免景觀阻力值較大的區(qū)域，例如礦業(yè)景觀、建設用地和道路。其次，對于適宜性差的廊道進行人工干預恢復自然生態(tài)能夠促進物質流和能量流的遷移，因此十分必要。生態(tài)廊道的規(guī)劃建設可以以此為基礎，向外擴充至合適的范圍，可以根據當地實際物種類型來調節(jié)廊道寬度。如果廊道的寬度達不到物種遷移需求，不但無法保護物種，反而會為外來物種的入侵創(chuàng)造條件。

礦山開采對草原生態(tài)造成了一定的影響，導致礦區(qū)周圍的源地斑塊減少。由于挖損、壓占和疏干水抽排[29]，造成景觀斑塊破碎化，景觀連通性下降，嚴重阻礙物種的擴散和交流。生態(tài)網絡構建可以有效控制景觀斑塊破碎化，增加景觀連通性[30-31];提高斑塊間物種的遷移率，促進斑塊間的基因交換和物種流動[32-34];并且可以增加物種重新遷入機會[32]，對保護生物多樣性有重要意義[35]。

5 結 論

(1)土地利用類型中沙化地占研究區(qū)總面積的65.63%;基于MSPA進行景觀生態(tài)網絡結構分析，前景總面積中，核心區(qū)占比55.82%，邊緣區(qū)占比33.91%。說明斑塊破碎化程度嚴重且連通性差，現有廊道數量無法充分滿足區(qū)域生態(tài)連接性需求。

(2)篩選出了LCP，IIC，PC指數表征的結果均在前20名的，共計15個核心區(qū)斑塊作為生態(tài)源地，其主要生態(tài)功能在于提供棲息地和增加生態(tài)系統(tǒng)連通性。

(3)基于最小累積阻力模型模擬得到寬度為30 m的生態(tài)廊道，面積共計0.826 2 km2。其主要景觀類型為綠地景觀，占廊道總面積的88.78%。

(4)源地之間廊道間的相互作用強度最大的為2號源地和9號源地;此外1號源地和8號源地相互作用強度也較大。相互作用強度大小可作為劃分廊道重要程度的標志。

(5)網絡閉合度α指數、連接度γ指數、網絡連接度β指數的計算結果共同顯示，生態(tài)網絡的構建對區(qū)域景觀生態(tài)連通性的優(yōu)化起到了一定作用。