王玉瑩, 沈春竹, 金曉斌,4, 鮑桂葉, 劉晶, 周寅康,4

?

基于MSPA和MCR模型的江蘇省生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化

王玉瑩1,3, 沈春竹2,3,*, 金曉斌1,3,4, 鮑桂葉2, 劉晶1, 周寅康1,3,4

1. 南京大學(xué)地理與海洋科學(xué)學(xué)院, 江蘇 南京 210023 2. 江蘇省土地勘測規(guī)劃院, 江蘇 南京, 210017 3. 自然資源部海岸帶開發(fā)與保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 江蘇 南京 210017 4. 南京大學(xué)自然資源研究中心, 江蘇 南京 210023

快速城市化背景下, 經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)區(qū)生境斑塊日益破碎化, 生物多樣性受到嚴(yán)重威脅, 構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)是有效連接生境斑塊和保護(hù)物種棲息地的重要手段。以江蘇省為例, 采用形態(tài)學(xué)空間格局分析(MSPA)方法識別重要生態(tài)源地, 基于最小累積阻力模型構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)連接生態(tài)源地, 并選取整體連通性指數(shù)(IIC)量化生態(tài)源地斑塊和生態(tài)廊道的重要性, 最后提出江蘇省生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化建議, 為江蘇省生態(tài)安全格局構(gòu)建提供參考和借鑒。主要研究結(jié)果如下: (1)核心區(qū)斑塊主要用地類型為大型水體、濕地和林地, 主要包括太湖、洪澤湖、高郵湖、駱馬湖等大型湖泊、東部沿海地區(qū)的濕地以及江蘇西南部的林地斑塊; (2)由于江蘇省耕地面積廣闊, 因此耕地在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中有較大比例; (3)水域、林地、濕地也是生態(tài)廊道的主要組成部分, 為減小水體對動物遷徙的阻礙作用, 可以在水域周邊人工造林, 為動物遷徙提供暫棲地; (4)生態(tài)廊道構(gòu)成中, 建設(shè)用地占比15.44%, 這是近年來江蘇省快速城鎮(zhèn)化和建設(shè)用地的過度擴(kuò)張的結(jié)果。

生態(tài)網(wǎng)絡(luò); 形態(tài)學(xué)空間格局分析; 最小累積阻力模型; 連通性; 江蘇

0 前言

快速的城鎮(zhèn)化進(jìn)程伴隨著高強(qiáng)度的土地開發(fā)與土地利用方式的轉(zhuǎn)變[1], 不斷蠶食和侵占生境斑塊, 使其日益破碎化、島嶼化[2], 直接影響到區(qū)域景觀格局和可持續(xù)發(fā)展[3]。生態(tài)學(xué)家認(rèn)為, 生境斑塊破碎化會導(dǎo)致種群孤立, 從而大大增加種群滅絕的幾率, 嚴(yán)重威脅生物多樣性[4]。構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)被認(rèn)為是維護(hù)區(qū)域生態(tài)安全、提升自然生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的有效方法, 通過生態(tài)網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃將破碎的生境斑塊進(jìn)行有效連接, 形成系統(tǒng)、完整的生態(tài)空間格局, 從而提高生態(tài)系統(tǒng)的質(zhì)量和保護(hù)生物多樣性已成為學(xué)界共識[5–6]。

目前, 最小累積阻力模型是廣泛采用的生態(tài)廊道構(gòu)建方法[5], 該方法使用的關(guān)鍵在于生態(tài)阻力面的設(shè)定, 已有研究多基于不同土地利用類型對不同生物物種的生境適宜性程度, 依據(jù)專家打分直接賦值。由于土地利用類型的多樣性, 以及土地利用與生態(tài)過程相互作用的復(fù)雜性, 基于土地利用類型的均一化賦值難以真實(shí)反映同一土地利用覆被類型下不同土地利用方式和強(qiáng)度對生態(tài)阻力的影響差異。近年來, 有學(xué)者嘗試引入夜間燈光、不透水表面指數(shù)等數(shù)據(jù)對阻力面進(jìn)行修正[6–7]。由于最小累積阻力模型難以科學(xué)辨識斑塊、廊道的相對重要性, 有學(xué)者結(jié)合重力模型[2]、圖論[8]、電路理論[9]等進(jìn)行斑塊、廊道相對重要性的定量分析。在構(gòu)建生態(tài)廊道過程中, 生態(tài)源地的選擇是關(guān)鍵步驟, 目前的研究大多將大型自然保護(hù)區(qū)或生境質(zhì)量較好的風(fēng)景林作為生態(tài)源地[10], 但這種處理方式存在一定的主觀性。通過構(gòu)建綜合指標(biāo)體系識別生態(tài)源地是當(dāng)前研究的新趨勢, 采用的指標(biāo)包括生態(tài)敏感性、景觀連通性、生境重要性等維度[11]。此外, 近年來, 一種偏向測度結(jié)構(gòu)連接性的形態(tài)學(xué)空間格局分析( MSPA) 方法被引入生態(tài)源地的識別中[12]。該方法強(qiáng)調(diào)結(jié)構(gòu)性連接, 僅依賴于土地利用數(shù)據(jù), 在進(jìn)行土地利用重分類后提取林地、濕地、水域等自然生態(tài)要素作為前景, 其他用地類型作為背景, 采用一系列圖像處理方法將前景按形態(tài)分為互不重疊的七類(即核心區(qū), 橋接區(qū), 環(huán)道區(qū), 支線, 邊緣區(qū), 孔隙和島狀斑塊), 進(jìn)而辨識出對維持連通性具有重要意義的景觀類型, 增加了生態(tài)源地和生態(tài)廊道選取的科學(xué)性。

本文以江蘇省為研究區(qū), 采用MSPA方法識別生態(tài)源地, 在采用專家打分法構(gòu)建阻力面的基礎(chǔ)上, 運(yùn)用夜間燈光數(shù)據(jù)對其進(jìn)行修正, 基于最小累積阻力模型構(gòu)建江蘇省生態(tài)網(wǎng)絡(luò), 最后選用整體連通性指數(shù)對斑塊、廊道的重要性進(jìn)行評價, 從而為構(gòu)建結(jié)構(gòu)完整的區(qū)域景觀生態(tài)格局提供參考。

1 研究區(qū)概況

江蘇省地跨東經(jīng)116°18′—121°57′, 北緯30°45′—35°20′, 位于我國大陸東部沿海中心、長江下游, 東瀕黃海, 東南與浙江和上海毗鄰, 西連安徽, 北接山東, 是長江三角洲地區(qū)的重要組成部分(圖1)。全省土地總面積1072.17萬hm2, 占全國土地總面積的1.06%, 列全國第24位; 全省人口數(shù)量7998.6萬人, 人均國土面積在全國各省區(qū)中最少。江蘇平原遼闊, 氣候溫暖, 雨量充沛, 自然資源本底條件差異較小, 是久負(fù)盛名的“魚米之鄉(xiāng)”。全省大部分區(qū)域適宜高強(qiáng)度、大規(guī)模工業(yè)化、城市化開發(fā)。江蘇是我國重要的經(jīng)濟(jì)中心, 是近代民族工業(yè)和鄉(xiāng)鎮(zhèn)工業(yè)的發(fā)祥地和開放型經(jīng)濟(jì)最發(fā)達(dá)的地區(qū)之一, 也是全國現(xiàn)代高科技產(chǎn)業(yè)和城鎮(zhèn)密集地區(qū)之一, 如何實(shí)現(xiàn)社會經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展下的生態(tài)可持續(xù)發(fā)展是該區(qū)域一直以來的熱點(diǎn)話題。

2 主要技術(shù)方法

2.1 基于MSPA 方法的生態(tài)源地識別

基于江蘇省第二次土地利用調(diào)查變更數(shù)據(jù)(2014年, 比例尺1:10000, 來源于土地變更調(diào)查成果數(shù)據(jù)庫), 將林地、濕地、水域三種景觀類型提取出來作為前景, 農(nóng)田、園地、草地、城鎮(zhèn)建設(shè)用地、采礦用地、村莊、交通用地及其它用地為背景。利用Guidos分析軟件, 采用八鄰域分析方法對數(shù)據(jù)進(jìn)行景觀格局分析, 得到七類景觀類型[13], 其中核心區(qū)是前景像元中較大的生境斑塊, 可為物種提供較大的棲息地, 對生物多樣性的保護(hù)具有重要意義, 作為本研究的生態(tài)源地。但由于核心區(qū)斑塊破碎化嚴(yán)重, 因此本研究將核心區(qū)中面積大于3 km2的斑塊篩選出來作為生態(tài)源地。

圖1 研究區(qū)概況

Figure 1 The study area

2.2 景觀阻力面生成

構(gòu)建阻力面?zhèn)鹘y(tǒng)上多為專家主觀評價, 這一方法因?yàn)檫^于依賴專家個人經(jīng)驗(yàn)且缺乏充分理論支撐而備受詬病。有研究引入地形因素對阻力面進(jìn)行修正以增加其客觀性[3], 但這并未充分考慮人類活動對土地利用造成的干擾。近期研究表明, 夜間燈光數(shù)據(jù)可以有效表征經(jīng)濟(jì)發(fā)展?fàn)顩r、能源消費(fèi)情況、城市化水平以及其他人類活動因素[14]?；诖? 本文參考已有研究對不同景觀分別賦以基礎(chǔ)阻力值[2,10,12](表1), 運(yùn)用夜間燈光數(shù)據(jù)(數(shù)據(jù)來源: NASA網(wǎng)站, http://reverb.echo.nasa.gov, 500 m×500 m)對基礎(chǔ)阻力面進(jìn)行修正。計算方法見式1。

2.3 基于最小累積阻力模型的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建

最小累積阻力模型可以確定源與目標(biāo)之間的最小消耗路徑, 是生物物種遷移與擴(kuò)散的最佳路徑, 可以有效避免外界的各種干擾[15]?；贛SPA方法可提取出核心區(qū), 在識別生態(tài)源地和確定景觀阻力面的基礎(chǔ)上, 基于ArcGIS 10.3平臺, 運(yùn)用Linkage Mapper1.1.0插件計算最小累積消耗路徑, 獲得生態(tài)廊道的空間位置, 并對生態(tài)廊道的景觀構(gòu)成進(jìn)行統(tǒng)計。最小累積阻力模型的基本公式如下:

式中是一個未知的正函數(shù),反映空間中任一點(diǎn)的最小阻力與其到所有源的距離和景觀基面特征的正相關(guān)關(guān)系。D是物種從源到空間某一點(diǎn)所穿越的某景觀的基面空間距離;R是景觀對某物種運(yùn)動的阻力。

表1 各景觀類型基礎(chǔ)阻力值

2.4 斑塊廊道重要性分析

景觀連通性是描述廊道、網(wǎng)絡(luò)或基質(zhì)在空間上如何連接和延續(xù)的一種測定指標(biāo)[16]。景觀連通性可以由很多指數(shù)進(jìn)行測定, 整體連通性指數(shù)和可能連通性指數(shù)是基于圖論、生境可用性及物種傳播概率提出的, 用于評估景觀的整體結(jié)構(gòu)性特征, 識別各斑塊、廊道對生態(tài)連接度的相對重要程度[17]。本研究選取了(整體連通性指數(shù))分析各斑塊和廊道對景觀連通性的重要程度, 計算公式如下:

(1)整體連通性指數(shù)():

其中,表示景觀中斑塊總數(shù),a和a分別表示斑塊和斑塊的面積,nl表示斑塊和斑塊之間的連接數(shù),A表示整個景觀的面積。0≤≤1,=0, 生境斑塊之間沒有連接;=1, 整個景觀都為生境斑塊。

(2)斑塊的重要值():

通過軟件Conefor Sensinode 2.6和ArcGIS 10.3計算和, 并根據(jù)的值對斑塊和廊道進(jìn)行重要性排序, 并運(yùn)用自然斷點(diǎn)法將斑塊和廊道依據(jù)重要性劃分為非常重要、比較重要和一般。

3 結(jié)果分析

3.1 基于MSPA的生態(tài)源地識別分析

基于MSPA方法進(jìn)行的景觀格局分析結(jié)果如表2、圖2所示。研究區(qū)核心區(qū)面積約為95.78萬hm2, 占生態(tài)景觀總面積的36.02%, 主要包括太湖、洪澤湖、高郵湖、駱馬湖等大型湖泊、東部沿海地區(qū)的濕地以及江蘇西南部的林地斑塊, 總體上看, 核心區(qū)斑塊分布相對分散, 連通性較差。橋接區(qū)面積為14.47萬hm2, 占生態(tài)景觀總面積的5.44%, 作為景觀中的結(jié)構(gòu)性廊道, 對物種的遷移與擴(kuò)散具有重要的生態(tài)學(xué)意義。由于研究區(qū)內(nèi)核心斑塊分布比較分散, 橋接區(qū)作為連接不同核心斑塊的廊道, 分布較為破碎。邊緣區(qū)是生態(tài)景觀斑塊的外部邊緣, 孔隙是斑塊的內(nèi)部邊緣, 都為產(chǎn)生邊緣效應(yīng)的區(qū)域, 分別占生態(tài)景觀總面積的7.19%和0.43%, 在將其作為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的組成要素時, 需要考慮邊緣效應(yīng)影響的范圍。支線是只有一端與邊緣區(qū)、橋接區(qū)、環(huán)道區(qū)或者孔隙相連的區(qū)域, 具有一定的連通作用, 占生態(tài)景觀總面積的6.37%。島狀斑塊是孤立的生態(tài)景觀斑塊, 可以作為生物的踏腳石, 所占面積較小, 呈碎塊狀散布在研究區(qū)中。環(huán)道區(qū)是斑塊內(nèi)部動物移動的捷徑, 有利于物種在相同斑塊內(nèi)部的遷移, 占生態(tài)景觀總面積的2.85%。

3.2 潛在生態(tài)廊道分析

基于修正后的景觀阻力面(圖3), 運(yùn)用最小累積阻力模型, 得到江蘇省潛在生態(tài)廊道圖(圖4)。由表3可知, 潛在廊道的總面積約為1065.7萬hm2, 占研究區(qū)總面積的3.64%。廊道的景觀構(gòu)成中, 耕地的占比最大, 為49.57%, 主要是因?yàn)楦卦诮K省范圍內(nèi)是總面積最大的景觀。水域在潛在廊道中面積占比17.45%, 盡管水域?qū)游镞w徙有較大的阻力, 但是由于江蘇省水系發(fā)達(dá), 水體面積廣闊, 因此潛在生態(tài)廊道無可避免地需要穿過一些小型水體, 為降低水體對動物遷徙的阻力, 可在周邊人工造林, 為動物提供遷移過程中的暫棲地。由于省內(nèi)林地面積小, 且斑塊破碎, 因此林地在潛在景觀廊道中僅占6.42%, 林地是生物遷徙依賴的重要節(jié)點(diǎn), 江蘇省有待進(jìn)一步通過封山育林等措施保護(hù)已有林地, 并通過人工造林、退耕還林等方式增加林地面積。濕地也是對動物棲息和遷徙有著重要作用的景觀類型, 它在生態(tài)廊道中面積占比5.14%。生態(tài)廊道中園地占比3.46%, 草地僅占0.61%, 城鎮(zhèn)建設(shè)用地、采礦用地和交通用地在物種遷移的過程中起著較大的阻礙作用, 在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中分別占2.32%、1.42%和3.16%, 其他用地占1.89%。

圖2 基于MSPA的景觀格局分析圖

Figure 2 The map of landscape pattern analysis based on MSPA

表2 景觀類型分類統(tǒng)計表

圖3 修正后的景觀阻力面

Figure 3 Modified resistance surface

圖4 江蘇省潛在生態(tài)廊道圖

Figure 4 Potential ecological corridor map

表3 潛在廊道的景觀組成

3.3 斑塊、廊道重要性分析

在斑塊重要性評價中(圖5), 太湖作為江蘇省面積最大的湖泊, 承載著重要的生態(tài)景觀功能, 是魚類和浮游生物的生活環(huán)境, 其作為大型水體, 對爬行類和哺乳類動物阻力較大, 但是其復(fù)雜的景觀邊界和周圍較豐富的綠地資源有利于塑造良好的濱水濕地環(huán)境, 從而增強(qiáng)景觀連通性。洪澤湖、高郵湖和駱馬湖面積較大, 較好地連接了蘇中、蘇北的自然景觀。在東部沿海地區(qū), 鹽城濕地珍禽、大豐麋鹿、海安沿海防護(hù)林、東臺中華鱘自然保護(hù)區(qū)形成了一條狹長的濕地廊道, 貫穿南北。上述結(jié)果表明, 大面積斑塊、邊界較為復(fù)雜的斑塊重要程度較高, 生境適應(yīng)性相對較好。

圖5 斑塊廊道重要性圖

Figure 5 Importance value of patches and corridors

在廊道重要性評價中, 主要廊道包括兩條縱向廊道組合: 其中一條為京杭大運(yùn)河自然生態(tài)廊道, 連接駱馬湖-洪澤湖-高郵湖-太湖水系, 另一條為沿海生態(tài)廊道, 連接沿海灘涂濕地并向北延伸至連云港云臺山自然保護(hù)區(qū), 形成江蘇省東部沿海地區(qū)防風(fēng)固堤、防災(zāi)減災(zāi)的生態(tài)防護(hù)體系。

4 江蘇省生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化建議

4.1 保護(hù)核心斑塊

核心斑塊作為重要的物種源地和棲息地, 是構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的重要功能節(jié)點(diǎn), 對物種遷徙和擴(kuò)散起到了重要的作用。太湖、洪澤湖、高郵湖、駱馬湖等大型水體以及東部沿海地區(qū)的濕地面積較大, 具有較高的重要性, 應(yīng)重點(diǎn)加以保護(hù), 同時這些大型斑塊周邊的小型林地、濕地斑塊也起到了重要的連接作用, 應(yīng)加強(qiáng)核心景觀斑塊與周圍小型斑塊的聯(lián)系, 以擴(kuò)大斑塊面積, 提高景觀連接度, 促進(jìn)區(qū)域物種的遷徙和交流。此外, 江蘇水系發(fā)達(dá), 長江、淮河、沂河等貫通東西, 形成了省域范圍內(nèi)的天然廊道, 應(yīng)加強(qiáng)對主要河流的保護(hù)及其周邊的綠道建設(shè), 增強(qiáng)區(qū)域生態(tài)景觀的完整性和連通性(圖6)。

4.2 規(guī)劃“踏腳石”斑塊

對于遷徙距離較遠(yuǎn)的生物來說, “踏腳石”的建設(shè)尤為重要, 增加“踏腳石”的數(shù)量和減小“踏腳石”之間的距離能有效提高物種在遷徙過程中的存活率[12]。廊道交叉處是影響生態(tài)網(wǎng)絡(luò)連通性的關(guān)鍵區(qū)域, 是生態(tài)優(yōu)化的首選對象, 與此同時, 橋接區(qū)是連通核心區(qū)的重要區(qū)域, 對生物遷移和景觀連通具有重要意義。因此本文根據(jù)研究區(qū)的實(shí)際情況, 結(jié)合潛在生態(tài)廊道的交匯點(diǎn)和兩個核心區(qū)之間的廊道通過的橋接區(qū), 確定了63個“踏腳石”(圖6)。

4.3 生態(tài)斷裂點(diǎn)的修復(fù)

潛在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的景觀組成中有一定的交通道路用地, 說明生態(tài)網(wǎng)絡(luò)被道路切割, 形成斷裂點(diǎn), 如圖7所示, 江蘇省內(nèi)由鐵路、高速公路和國道造成的生態(tài)斷裂點(diǎn)共計141處。在生物遷徙過程中, 交通線特別是高等級路網(wǎng)對生物遷徙造成巨大阻礙, 生物難以跨越, 動物因車輛撞擊死亡的數(shù)量和概率非常高[18]。因此, 需重視生態(tài)斷裂點(diǎn)的修復(fù), 在建設(shè)高等級道路時應(yīng)考慮提供野生動物通道, 如野生動物地下通道、隧道、天橋等措施。

圖 6 生態(tài)廊道踏腳石布局圖

Figure 6 The map of important stepping stones

圖7 研究區(qū)生態(tài)斷裂點(diǎn)分布圖

Figure 7 The map of ecological breaking points

5 結(jié)論與討論

區(qū)域尺度的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化對生物多樣性和區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護(hù)具有重要意義。本文基于MSPA方法和最小累積阻力模型構(gòu)建江蘇省潛在生態(tài)廊道, 初步形成了省域生態(tài)網(wǎng)絡(luò)體系, 為物種遷移、擴(kuò)散提供良好的生態(tài)廊道, 并為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)提出了優(yōu)化措施。研究結(jié)果表明: 核心區(qū)斑塊主要用地類型為大型水體、濕地和林地, 包括太湖、洪澤湖、高郵湖、駱馬湖等湖泊、東部沿海地區(qū)的濕地以及江蘇西南部的林地斑塊; 大面積斑塊、邊界較為復(fù)雜的斑塊重要程度較高, 生境適應(yīng)性相對較好; 由于江蘇省耕地面積廣闊, 因此耕地在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中有較大比例, 而耕地是受人類干擾比較嚴(yán)重的土地利用類型, 對生態(tài)廊道會產(chǎn)生一定阻礙, 因此可考慮部分退耕還林或在周邊建生態(tài)防護(hù)林以降低人類干擾; 水域、林地、濕地也是生態(tài)廊道的主要組成部分, 需加強(qiáng)保護(hù), 為了減小水體對動物遷徙的阻礙作用, 可以在水域周邊人工造林, 為動物遷徙提供暫棲地; 隨著近年來江蘇省快速城鎮(zhèn)化和建設(shè)用地的過度擴(kuò)張, 用地矛盾突出、土地結(jié)構(gòu)不合理等問題對生態(tài)景觀保護(hù)造成了強(qiáng)烈沖擊, 在潛在廊道景觀組成中, 城鎮(zhèn)建設(shè)、村莊用地及其他建設(shè)用地占到了廊道面積的15.44%, 但實(shí)際上城鎮(zhèn)、村莊等建設(shè)用地植被覆蓋率極低, 受人為干擾強(qiáng), 嚴(yán)重阻礙了生物擴(kuò)散, 這類廊道的實(shí)現(xiàn)難度較大。

生態(tài)源地的確定是構(gòu)建生態(tài)廊道的基礎(chǔ), 本研究沒有按照以往直接將自然保護(hù)區(qū)或森林公園作為生態(tài)源地的方式, 而是運(yùn)用MSPA方法提取出核心區(qū)斑塊作為生態(tài)源地, 從而避免了生態(tài)源地選取時的主觀性, 結(jié)合最小累積阻力模型構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò), 研究結(jié)果對江蘇省生物多樣性保護(hù)具有重要的指導(dǎo)意義和實(shí)踐價值, 同時可為其他地區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建提供參考與借鑒。

另外, 在生態(tài)廊道的規(guī)劃設(shè)計中, 廊道寬度也是一個需要考慮的重要因素。目前對于廊道的最優(yōu)寬度并無定論, 生物保護(hù)學(xué)家認(rèn)為廊道應(yīng)該越寬越好[19], 但是也有學(xué)者認(rèn)為過寬的廊道會不可避免的促使生物在兩側(cè)間的運(yùn)動, 從而減慢生物到達(dá)目的地的速度[20]。生物遷移廊道的寬度隨著物種、廊道結(jié)構(gòu)、連接度、廊道所處基質(zhì)的不同而不同[21]。對于鳥類和小型動物而言, 幾十米的廊道寬度即可滿足要求, 但大型哺乳動物的遷徙對廊道寬度要求比較大, 可達(dá)幾千米甚至幾十千米。有專家認(rèn)為, 若要使廊道能長久運(yùn)行, 其寬度應(yīng)以千米為計量單位[22], 因此, 根據(jù)江蘇省實(shí)際狀況, 為滿足物種的長久遷移, 本文選擇1 km作為廊道寬度。

[1] NAVEH Z. From Biodiversity to Ecodiversity: a Landscape- ecology Approach to Conservation and Restoration. Res-toration Ecology 2: 180–189[J]. Restoration Ecology, 2010, 2(3): 180–189.

[2] 尹海偉, 孔繁花, 祈毅, 等. 湖南省城市群生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2011, 31(10): 2863–2874.

[3] LI Yangfan, SUN Xiang, ZHU Xiaodong, et al. An Early Warning Method of Landscape Ecological Security in Rapid Urbanizing Coastal Areas and Its Application in Xiamen, China[J]. Ecological Modelling, 2010, 221(19): 2251–2260.

[4] COOK E A. Landscape Structure Indices for Assessing Urban Ecological Networks[J]. Landscape & Urban Planning, 2002, 58(2): 269–280.

[5] 彭建, 趙會娟, 劉焱序, 等. 區(qū)域生態(tài)安全格局構(gòu)建研究進(jìn)展與展望[J]. 地理研究, 2017, 36(3): 407–419.

[6] 劉珍環(huán), 王仰麟, 彭建, 等. 基于不透水表面指數(shù)的城市地表覆被格局特征—— 以深圳市為例[J]. 地理學(xué)報, 2011, 66(7): 961–971.

[7] 陳昕, 彭建, 劉焱序, 等. 基于“重要性—敏感性—連通性”框架的云浮市生態(tài)安全格局構(gòu)建[J]. 地理研究, 2017, 36(3): 471–484.

[8] ZETTERBERG A, M?RTBERG U, BALFORS B. Making Graph Theory Operational for Landscape Ecological Assess-ments, Planning, and Design[J]. Landscape & Urban Planning, 2010, 95(4): 181–191.

[9] 宋利利, 秦明周. 整合電路理論的生態(tài)廊道及其重要性識別[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2016, 27(10): 3344–3352.

[10] 謝慧瑋, 周年興, 關(guān)健. 江蘇省自然遺產(chǎn)地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建與優(yōu)化[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2014, 34(22): 6692–6700.

[11] 侯鵬, 王橋, 申文明, 等. 生態(tài)系統(tǒng)綜合評估研究進(jìn)展:內(nèi)涵、框架與挑戰(zhàn)[J]. 地理研究, 2015, 34(10): 1809– 1823.

[12] 許峰, 尹海偉, 孔繁花, 等. 基于MSPA與最小路徑方法的巴中西部新城生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2015, 35(19): 6425–6434.

[13] SOILLE P, VOGT P. Morphological Segmentation of Binary Patterns[J]. Pattern Recognition Letters, 2009, 30(4): 456–459.

[14] ELVIDGE C, SUTTON P, GHOSH T, et al. A Global Poverty Map Derived From Satellite Data[J]. Computers & Geosciences, 2009, 35(8): 1652–1660.

[15] 孔繁花, 尹海偉. 濟(jì)南城市綠地生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2008, 28(4): 1711–1719.

[16] CANTWELL M, FORMAN R. Landscape Graphs: Ecological Modeling with Graph Theory to Detect Confi-gurations Common to Diverse Landscapes[J]. Landscape Ecology, 1993, 8(4): 239–255.

[17] SAURA S, PASCUAL-HORTAL L. A New Habitat Availability Index to Integrate Connectivity in Landscape Conservation Planning: Comparison with Existing Indices and Application to a Case Study[J]. Landscape & Urban Planning, 2007, 83(2): 91–103.

[18] 古璠, 黃義雄, 陳傳明, 等. 福建省自然保護(hù)區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建與優(yōu)化[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2017, 28(3): 1013– 1020.

[19] NOSS R. Corridors in real landscape: a reply to Simberloff and Cox[J]. Conservation Biology, 1987(1): 159–164.

[20] HOBBS R J, SAUNDERS D A. Nature Conservation: the Role of Corridors[J]. Ambio, 1990, 31(1): 93–94.

[21] 朱強(qiáng), 俞孔堅, 李迪華. 景觀規(guī)劃中的生態(tài)廊道寬度[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2005, 25(9): 2406–2412.

[22] HARRIS L, SCHECK J. From implications to applications: The dispersal corridor principle applied to the conservation of biological diversity[J]. Nature Conservation, 1991, 2: 189–220.

Developing and optimizing ecological networks based on MSPA and MCR model

WANG Yuying1, SHEN Chunzhu2,3,*, JIN Xiaobin1,3,4, BAO Guiye2, LIU Jing1, ZHOU Yinkang1,3,4

1. School of Geographic and Oceanographic Science, Nanjing University, Nanjing 210023, China 2. Institute of Land Surveying and Planning of Jiangsu, Jiangsu 210017, China 3. Key Laboratory of Coastal Zone Exploitation and Protection, Ministry of Natural Resources, Jiangsu 210017, China 4. Natural Resources Research Center of Nanjing University, Jiangsu 210023, China

Rapid urbanization and economic development in China have led to urban sprawl and habitat fragmentation, especially in economically developed regions. Habitat fragmentation and the resultant decrease in habitat connectivity have become a serious challenge for biodiversity conservation. The development of ecological networks is regarded as an effective way to increase the connectivity between fragmented habitat patches and promote biodiversity conservation. Taking Jiangsu province, a rapidly urbanization district in the east of China, as a case study, ecological sources were identified by using morphological spatial pattern analysis (MSPA) and ecological corridors between sources were established by using minimum cumulative resistance (MCR) model. And the importance of ecological sources and corridors was ranked based on the integral index of connectivity (IIC). The research results show that: (1) the core areas mainly contain Taihu Lake, Hongze Lake, Gaoyou Lake, Luoma Lake, wetlands in the eastern coastal areas and forest in the southwest of Jiangsu Province; (2)there is a large proportion of cultivated land in the ecological corridors because there are vast farmlands in our study area; (3) waters, woodlands and wetlands are the major components of ecological corridors. Artificial afforestation around waters is an effective way to provide temporary habitat for animal migration; (4) some ecological corridors has to go across construction land, resulting from rapid urbanization in Jiangsu Province.

ecological networks; MSPA; MCR; connectivity; Jiangsu Province

10.14108/j.cnki.1008-8873.2019.02.018

F301.2

A

1008-8873(2019)02-138-08

2018-03-04;

2018-04-18

長三角經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)土地生態(tài)空間管控紅線劃定技術(shù)示范(201511001-03)

王玉瑩(1995—), 女, 湖南長沙人, 碩士研究生, 主要研究方向?yàn)橥恋刭Y源管理, E-mail: wyyelaine95@163.com

沈春竹(1974—), 男, 江蘇姜堰人, 研究員, 主要從事土地利用規(guī)劃、土地生態(tài)研究, E-mail: shenchunzhu@sina.com

王玉瑩, 沈春竹, 金曉斌, 等. 基于MSPA和MCR模型的江蘇省生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建與優(yōu)化[J]. 生態(tài)科學(xué), 2019, 38(2): 138-145.

WANG Yuying, SHEN Chunzhu, JIN Xiaobin, et al. Developing and optimizing ecological networks based on MSPA and MCR model[J]. Ecological Science, 2019, 38(2): 138-145.