生態網絡視角下武漢市濕地生態格局分析

何建華,潘 越,劉殿鋒

1 武漢大學資源與環境科學學院,武漢 430079 2 武漢大學地理信息系統教育部重點實驗室,武漢 430079

城市濕地具有為物種提供棲息地、保護生物多樣性等生態功能,是城市可持續發展的重要生態保障[1]。然而快速城市化進程下,持續擴張的建設用地不斷蠶食濕地斑塊,導致濕地景觀破碎化嚴重、連通性降低,嚴重威脅著城市濕地生態安全[2- 3]。了解城市濕地生態格局特征,有助于采取相應保護措施,緩解城市發展與濕地保護間的矛盾。景觀格局分析相關研究常應用景觀指數反映景觀在結構組成與空間配置方面的特征[4- 6],但通常未考慮斑塊間的物種遷移擴散與基因交流等生態過程,無法反映景觀功能連通性特征。生態網絡通過廊道連接重要生境斑塊,為物種提供遷移擴散通道,形成完整的棲息地網絡,可反映破碎化生境的連通性水平[7- 8]。目前已有學者在生態網絡視角下開展生境質量評價、生態紅線劃定等相關研究。例如,何建華等[9]基于生態網絡視角,利用網絡連通性指數定量分析鄂州市土地利用變化對鳥類棲息地生境質量的影響；傅強和顧朝林[10]通過對生態網絡結構要素進行分級,結合新增建設用地情況,構建維護自然生態過程、彈性應對人工活動的青島市生態安全格局；王成新等[11]考慮景觀連通性,通過構建生態網絡識別生態紅線區斑塊,并增設廊道及踏腳石,優化青島市生態保護紅線。因此,基于生態網絡分析城市濕地生態格局,有助于了解濕地系統的結構特征與連通性水平,從而保障濕地生態系統結構完整和功能健康。

20世紀90年代以來,國內外學者提出了眾多模型與方法用于構建生態網絡[12- 13]。最小累積阻力模型(Minimum Cumulative Resistance, MCR)可反映景觀格局對生態過程的影響,且具有數據需求低、結果可視化等優勢,因此廣泛應用于網絡構建相關研究[14- 15]。采用MCR模型構建生態網絡的基本模式為“源地識別—阻力面構建—廊道提取”[16]。合理識別生態源地是生態網絡構建的基礎和關鍵。目前很多研究以斑塊的面積[17]、生境質量[18]、生態服務價值[19]等因素作為源地識別依據,卻忽略了源地對維持景觀連通性的重要意義。近年來,逐漸有學者將形態學空間格局分析(Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA)方法應用到源地識別中[20- 22]。MSPA強調結構性連接,可從形態學角度識別出對景觀連通具有重要作用的區域作為生態源地[23- 24],以提高網絡構建過程的科學性。

武漢市河流水系發育、湖泊星羅棋布,但城市的快速發展致使其濕地空間被嚴重擠占,景觀連通性降低,生態服務功能下降,城市濕地生態安全面臨嚴峻威脅。武漢市于2015年啟動《武漢市水生態文明建設規劃》編制工作,根據規劃設想,到2020年全市將初步形成“江湖連通”的生態水網。然而,目前關于武漢市濕地格局分析的研究較少,且均從景觀指數角度入手[25- 26]。本文以武漢市為研究區,通過生態網絡分析其濕地生態格局。利用MSPA方法識別濕地源地,考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強度三個因素構建綜合阻力面,基于MCR模型提取生態廊道構建濕地生態網絡,并對網絡進行重要性分級。分析網絡結構及區域特征,旨在了解武漢市濕地生態格局,為濕地保護與建設工作提供科學依據,保障城市濕地生態安全。

1 研究區域概況

武漢市位于湖北省東部(113°41′E—115°05′E,29°58N′—31°22′N),地處長江中下游平原,江漢平原東部,長江與漢江交匯處,下轄13個市轄區,全域面積8569 km2。具有中間低平、南北低山丘陵環抱的地貌特征,屬于亞熱帶季風性氣候,全年雨熱充沛。武漢市濕地資源豐富,位居全球內陸城市前三位,全市湖泊共計160個以上,具有江河縱橫、湖港交織的獨特景觀。武漢市作為湖北省省會和長江中游城市群中心之一,不僅是湖北省的政治、經濟、文化中心,也是中部地區最大的經濟中心和全國重要交通樞紐。重要的社會經濟地位促進了武漢市的高速發展,根據武漢市中心體系結構專題研究,武漢市城市中心體系將包含1個一級中心和9個二級中心(圖1)。城市的快速發展在為武漢市帶來經濟高速增長的同時,城市建設的空間壓力也導致濕地景觀被不斷侵占,全市湖泊面積及質量均有所衰退,濕地景觀破碎化嚴重,濕地生態系統面臨著極大威脅。因此,了解武漢市濕地生態格局特征,是采取合理措施保護濕地生態系統安全的基礎和關鍵。

2 數據與研究方法

2.1 研究數據及來源

本研究所用數據包括2015年武漢市土地利用數據、坡度數據、路網數據、社會經濟數據及物種相關信息。其中土地利用數據由中國科學院資源環境科學數據中心提供[27],坡度則根據地理空間數據云平臺(http://www.gscloud.cn)提供的DEM數據計算得到,二者分辨率均為30 m；路網數據源自OpenStreetMap(http://www.openstreetmap.org),本文主要提取武漢市鐵路、高速路、國道及省道四類道路信息；社會經濟數據包括來源于《武漢市統計年鑒》(2016)的2015年武漢市各區人口數據,以及從武漢市中心體系結構專題研究(http://gtghj.wuhan.gov.cn)獲取的武漢市中心體系。為使所構建的網絡具有實際意義,應考慮具體物種的生境適宜性及擴散能力,本文根據武漢市重要濕地物種資源,選取國家二級保護動物水獺作為代表種構建濕地生態網絡,由水獺的食性及體重計算可得其最大擴散距離為70 km[28],其適宜棲息地主要為平原地區的水域及沼澤地帶,物種相關信息均源自《IUCN瀕危物種紅色名錄》(http://www.iucnredlist.org)[29]。

2.2 濕地生態源地識別

MSPA是Vogt等學者基于數學形態學原理提出的一種制圖算法,該方法利用腐蝕、膨脹、開閉運算等操作從空間形態與結構連通角度對柵格圖像像元進行分類[21]。根據研究目的將研究區景觀重分類為前景與后景,利用MSPA方法可將前景分割為7種互不包含的具有不同功能及生態學含義的景觀類型(表1)。景觀連通性是區域生態過程聯系程度的衡量指標,對生物多樣性保護及生態系統平衡具有重要意義[3]。目前已有很多景觀連通性指數可用于定量測度區域景觀連通性水平,其中可能連通性指數(the probability index of connectivity, PC)由于考慮了物種擴散能力與擴散概率因素,且對景觀變化具有較好的響應能力,應用較為廣泛[30- 31]。公式如下：

(1)

(2)

源地是物種棲息與擴散的基礎,是對維持景觀連通性與促進區域生態過程發展具有重要意義的生境斑塊[20,32]。本文以武漢市濕地景觀作為前景進行MSPA分析,將“核心區”類型作為潛在源地斑塊,通過計算連通性重要指數dPC,評價“核心區”斑塊的景觀連通性重要程度以識別濕地生態源地,避免因面積因素忽略斑塊的連通性作用。

表1 MSPA的景觀類型及生態學含義

2.3 阻力面構建

景觀阻力用于反映生物在不同空間單元間遷移擴散的難易程度[33],而景觀阻力面可視為區域生態過程流與景觀格局間相互作用關系的空間表達[13]。本文考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強度三個因素構建武漢市綜合阻力面。參考相關研究[34- 36],結合物種生境適宜性、生境質量及人類干擾程度對研究區各類景觀進行阻力賦值(表2)。景觀類型阻力賦值范圍為[1,1000],其中濕地作為適宜生境類型阻力值最小,林地、草地次之；耕地受一定程度人類干擾,未利用地生境質量較差,因此二者阻力值相對較高；交通用地及建設用地作為受人類干擾強烈的人工地表,其阻力值最大。地形坡度阻力賦值范圍為[1,1000],根據水獺棲息地特征,其阻力賦值隨坡度等級增大而增大(表3)。城市中心是城市社會經濟要素聚集模式的一種空間抽象[37],因此本文通過城市中心結構生成人類活動強度對應的阻力分布。根據中心地理論,考慮各級城市中心服務功能及范圍差異,基于距離衰減模型,通過到城市中心的距離反映阻力大小的變化,以體現生態過程受人類活動干擾的情況。公式如下：

(3)

式中,r為人類活動阻力；dm為空間上一點到城市主中心的距離；di為該點到最近城市次中心i的距離；bi為次中心i所在泰森多邊形內人口占城市總人口的比例,其中i所在泰森多邊形內人口根據武漢市各區面積占比及其2015年人口數據計算得出。

對三個因素進行加權求和構建綜合阻力面,其中各因素權重采用層次分析法計算。地表景觀類型、地形坡度及人類活動強度對應權重分別為0.55、0.15、0.30。

表2 景觀類型阻力賦值

表3 地形坡度阻力賦值

2.4 生態網絡構建

MCR模型通過計算物種在景觀阻力面上從源點到目標所需克服的最小累積阻力,獲取二者間的最低成本路徑,該路徑可視為物種在兩地間遷移擴散的最優路徑[35]。公式如下：

(4)

式中,MCR為最小累積阻力值；f是未知的正函數,反映空間中一點的最小累積阻力值與該點到所有源地的距離及景觀基面特征的正相關關系；Dij表示景觀基面上物種從源地j到空間單元i的距離；Ri表示景觀基面上空間單元i對物種擴散所造成的阻力[38]。

廊道是連接源地斑塊的帶狀區域,起到為生物遷移擴散提供通道、提高區域景觀連通性的重要作用,是構成生態網絡的基礎骨架。基于源地及綜合阻力面,本文利用MCR模型識別源地間最小成本路徑作為生態廊道,構建濕地生態網絡。網絡結構指數用于定量評價網絡的閉合程度、結構連通性及復雜程度,常用指數包括網絡閉合度(α指數)、線點率(β指數)、網絡連接度(γ指數),公式如下[39]：

(5)

(6)

(7)

式中,L為網絡中廊道數目；v為節點數目。α指數值域為[0,1],反映網絡中環路出現的程度；β指數值域為[0,3],通過各節點的平均連線數反映網絡的通達程度；γ指數值域為[0,1],用于反映網絡中節點的連通程度。各指數值越大說明網絡結構越完善、連通水平越高[8]。

圖2 基于MSPA的濕地景觀類型Fig.2 landscape types of wetland based on MSPA

3 結果及分析

3.1 基于MSPA的濕地景觀分析

以武漢市濕地景觀為前景進行MSPA分析(圖2),統計結果中各景觀類型的面積與比例(表4)。結合圖2與表4可知,武漢市濕地景觀總體規模較大,達全市面積20%以上,其中大型濕地斑塊數量較多,且廣泛分布于武漢市中部及南部地區,但在北部和東北角分布相對較少。濕地景觀中,核心區類型所占比例最大,高達66.33%,其次為邊緣及支線類型,而孤島和孔隙類型所占比例均較小,說明武漢市濕地景觀構成以大型斑塊為主,且濕地斑塊具有邊緣復雜、形態破碎的特征,同時大型斑塊外圍多有支線分布,說明其易與外圍景觀形成物質能量交流而受到干擾。橋接區和環道類型所占比例較小,說明武漢市濕地斑塊間及斑塊內部的連通性較低,物種的遷移擴散及基因交流有限,不利于生物多樣性保護。

表4 MSPA景觀類型統計表

圖3 濕地生態源地分布Fig.3 Distribution of wetland ecological sources

對所有核心區斑塊按照面積大小進行降序編號,將其作為潛在生態源地計算各斑塊的連通性重要程度并對其進行排序(表5),最后選取dPC>3的14個濕地斑塊作為生態源地(圖3)。根據表5可得,武漢市濕地生態源地總面積為901.61 km2,占全市濕地面積的48.13%,總體規模較大。由圖3可見,濕地源地在武漢市南部地區分布較多,在北部及東北角分布較少,主要包括長江、梁子湖、漲渡湖、沉湖、斧頭湖、武湖等大型河流湖泊斑塊。此外,對比濕地斑塊的連通性重要程度與其面積大小可知,二者并不具有正相關關系,如斑塊31與80雖面積相對較小,但具有較高的連通性作用。因此,基于MSPA方法與連通重要性指數識別源地,可有效避免忽略小面積斑塊的連通性作用,有助于保障濕地景觀連通性水平。

3.2 生態網絡結構特征分析

考慮地表景觀類型、地形坡度及人類活動強度因素構建武漢市綜合阻力面(圖4、5)。根據圖4可知,地表景觀類型阻力面中,阻力高值集中在城市中部建設用地區域,阻力低值區域主要為湖泊河流及林地類型；地形坡度阻力面中,高值區域主要為城市北部和東北角山地地區,以及中部和西南地區丘陵地帶；人類活動強度阻力面中,阻力值呈現由城市中心向城市邊緣遞減的分布特征。由圖5可知,綜合以上三個因素構建武漢市綜合阻力面,既保留了城市景觀格局特征對阻力分布的影響,同時還體現了人類活動強度變化造成的阻力差異,可有效反映生態過程流的受阻情況。

基于源地與阻力面,利用MCR模型提取生態廊道共91條,構建武漢市濕地生態網絡(圖6)。由圖6可以看出,武漢市濕地生態網絡空間分布不均,長江以北地區源地較為分散,廊道連接單一,易因外界干擾發生斷裂而降低網絡連通性；長江以南地區源地分布相對集中,廊道交錯形成了復雜的網狀連接。說明武漢市長江以南地區濕地景觀的功能連通性較好,有利于保護生物多樣性,維持濕地生態系統的健康與穩定。

表5 核心區景觀連通性重要程度排序

圖4 景觀類型、地形坡度、人類活動強度阻力面Fig.4 Resistance surfaces of landscape type, slope and human activity intensity

圖5 武漢市綜合阻力面Fig.5 Comprehensive resistance surface in Wuhan

圖6 武漢市濕地生態網絡Fig.6 Wetland ecological network in Wuhan

采用基于圖論的結構指數評價網絡的空間結構完備程度,結果如表6所示。α指數反映網絡閉合程度,其值越高說明網絡中形成的閉合環路越多,生物遷移擴散時可選擇的路徑也越多；β指數可通過節點的平均連線數反映網絡結構類型,其值小于1表明網絡為樹狀結構,值為1說明網絡為單一回路結構,值大于1則表明網絡連接結構復雜；γ指數反映網絡中節點被連接的程度[40- 41]。據表6可知,武漢市濕地生態網絡中閉合環路較少,源地間路徑可選擇性低,因此網絡中單個廊道所受干擾可能對整體連通性水平造成較大影響；網絡中各源地連通程度偏低,網絡的結構連接水平較為復雜。結合圖6可知,武漢市濕地源地的不均衡分布導致長江以北地區源地間路徑單一、連接結構簡單,從而一定程度上降低了整體網絡的結構完備程度。

表6 α、β、γ指數計算結果

滿足生物遷移擴散及多樣性保護的條件下,將廊道寬度設置為30 m[42]。武漢市下轄13個區,其中中心城區包括江岸區、江漢區、硚口區、漢陽區、武昌區、青山區及洪山區,遠城區包括蔡甸區、東西湖區、漢南區、黃陂區、江夏區及新洲區。統計不同區域廊道中各類景觀所占比例(表7),以及各區土地利用結構與人口密度(圖7),分析其廊道景觀結構差異及人類活動影響。根據表7,全市范圍內生態廊道景觀構成以濕地為主,占比達70.81%,其次為耕地類型,其中水田占比7.60%,旱地占比5.01%。林地及草地共占近10%,而交通用地及建設用地占比均不足4%。總體上,廊道中濕地、林地、草地三類受人類干擾較少且生境質量較高的景觀占比超過80%,而受人類干擾強烈的交通用地及建設用地占比較小；另外,耕地類型中水田占比較大,考慮到濕地物種適宜棲息于水域及沼澤地帶,因此水田具有一定的生境適宜性。綜上,武漢市生態廊道整體生境適宜性較高,受人類干擾程度相對較小,具有良好的景觀結構,有助于保障生態過程有效流通。結合圖7對比各區廊道景觀結構特征可知,中心城區、蔡甸區及漢南區廊道的濕地占比較大,景觀結構較好；但由于中心城區人口密度極大,區域內建設用地較多,土地利用強度高,其廊道中建設用地占比較大,可能受人類干擾程度較大。其他區域廊道中濕地占比均相對較小,尤其東西湖區及新洲區廊道中濕地、林地、草地總占比未超過70%,且耕地占比遠大于其他區域,分析其原因可能為東西湖區及新洲區的人口密度較大,區域內耕地多而濕地、林地、草地等生態用地較少,因此其廊道生境質量較低,景觀結構有待改善。

表7 各區生態廊道景觀結構/%

3.3 生態網絡分級及區域特征分析

計算網絡中廊道的連通性重要指數dPC,評價各廊道對維持武漢市濕地生態網絡連通性的作用大小(表8)。廊道dPC值的大小反映該廊道對維持景觀連通性水平的重要程度,結合公式(1)可知,連通性指數PC考慮物種在源地間的擴散概率反映生態網絡連通性,因此廊道dPC值越大,說明物種通過該廊道進行遷移擴散等生態過程的概率越大。根據表8可知,源地斑塊1、2間廊道的dPC值最大,斑塊31、80間則最小；整體上,斑塊1—5之間廊道dPC值均較高,而斑塊31和80與其他斑塊間廊道的dPC值則偏低。結合源地的空間分布可以發現,斑塊2位于武漢市中央,而斑塊1、3、4、5均靠近城市邊緣分布,源地1—5間的廊道在城市內部的空間分布較為均衡,可有效連接各區域濕地斑塊,因此對維持景觀連通性較為重要,物種利用其廊道在不同區域濕地間擴散的概率也較大；而斑塊31、80位于武漢市中部地區,距離周圍斑塊較近,與其他源地間廊道的可替代性較強,因此其廊道重要程度較低,物種通過其中單一廊道擴散的概率相對較小。對網絡進行重要性分級,將dPC>0.5的廊道作為重要廊道,其余廊道作為一般廊道,分級后網絡中重要廊道共16條(圖8)。由圖8可知,重要廊道大多存在于靠近城市邊緣的濕地斑塊間,且主要集中分布于武漢市南部地區,而一般廊道則多位于城市中部的源地斑塊間。說明城市邊緣濕地斑塊間的相互作用對維持系統整體功能具有重要意義,因此對其進行重點保護與建設,有助于保障景觀連通性水平,提高濕地保護效率。

表8 廊道重要性指數(dPC)計算結果

圖8 武漢市濕地生態網絡重要性分級 Fig.8 Importance classification of the wetland ecological network in Wuhan

對濕地生態網絡在武漢市不同區域內的分布情況進行統計(表9),分析各區域濕地景觀特征及差異。由表9可知,漢南區濕地密度最大,黃陂區和新洲區濕地密度最小；江夏區、漢南區及新洲區有較多源地分布,其濕地斑塊質量較高,東西湖區則少有源地存在；廊道密度最大的為中心城區和漢南區,黃陂區、新洲區及東西湖區廊道密度均較小；新洲區內廊道雖少但重要性較高,漢南區廊道較多但重要性有限,而東西湖區則無重要廊道分布。整體上看,位于武漢市北部的黃陂區濕地資源較少,西部東西湖區濕地斑塊破碎,二者區內廊道分布均較少且重要性較低,說明其區內濕地連通性較低,且難以與其他地區濕地間形成有效連接,不利于整體濕地系統的功能連通；南部江夏區及漢南區擁有豐富的濕地資源,且斑塊質量較高,對維持景觀連通性具有重要意義,區內廊道較多但重要性不高,表明斑塊間存在較多的作用流,但未能對濕地系統的功能連通起到關鍵作用；而東北部新洲區內分布的濕地及廊道少但重要性較高,對維持濕地景觀連通性具有重要意義。

表9 濕地生態網絡分區統計結果

4 結論與討論

本文基于生態網絡視角分析武漢市濕地生態格局特征。根據MSPA方法識別濕地源地,分析濕地景觀特征及斑塊質量；利用結構指數分析濕地網絡的空間結構完備性,通過連通性指數反映濕地廊道重要程度；統計不同區域的廊道景觀結構及網絡分布情況,分析其濕地格局特征及差異。研究結果表明：

(1)武漢市濕地總體規模較大,景觀構成以大型斑塊為主,但其空間分布不均衡,城市中部及南部濕地資源豐富,北部及東北部地區濕地分布較少,且濕地破碎化嚴重,景觀連通性較低。

(2)武漢市濕地生態網絡存在閉合環路較少、連通程度偏低、連接水平不均衡問題,網絡空間結構有待完善；其廊道以濕地景觀為主,生境適宜性較高,具有良好的景觀結構。重要廊道多分布于城市邊緣斑塊間,且集中分布于武漢市南部地區。

(3)不同區域的濕地格局差異較大。江夏區及漢南區濕地資源豐富,斑塊質量較高,廊道分布較多且景觀結構較好,但對整體景觀連通性的重要程度相對較低；黃陂區及東西湖區濕地總量少且形態破碎,區域內廊道分布少、重要性低,廊道景觀結構也有待改善；新洲區濕地規模小,廊道分布較少且景觀結構不完善,但濕地及廊道均具有較高重要性。

結合區域土地利用情況,分析當前武漢市濕地生態格局特征。可以發現,北部、東北部及西部地區耕地規模較大,其人類活動造成的干擾可能使區域濕地總量減少且形態破碎,導致武漢市濕地的不均衡布局,進而制約了網絡空間結構的完備程度。因此,在今后的濕地保護與建設工作中,應加大對城市北部、東北部及西部地區的濕地保護力度,緩解其破碎化程度,同時加強濕地建設,適當增加斑塊數量,提升濕地生態格局空間均衡性及結構完備性。同時,在生態水網的構建過程中,需加強對城市邊緣斑塊間生態廊道的保護,并改善西部及東北部地區廊道的景觀結構,避免廊道受到人類活動過多干擾,以保障生態過程有效流通,保護生物多樣性及濕地生態安全。

在基于網絡視角分析濕地生態格局時,由于生態網絡結構受物種生境適宜性及擴散能力影響,需針對區域代表種構建網絡。本文選取水獺作為武漢市濕地代表種,但僅針對單一物種構建網絡,無法反映對擴散能力不同的物種而言城市濕地生態格局差異。因此,在今后的研究中,可針對一系列具有不同等級擴散能力的代表物種構建生態網絡,分析濕地生態格局相應特征及其差異,以便采取針對性措施建設城市濕地系統,提高濕地生態保護效率。