基于電路理論的特大山地城市生態安全格局構建
——以重慶市都市區為例

周 浪, 李明慧, 周啟剛, 孟浩斌, 彭春花, 劉栩位

(1.重慶工商大學 環境與資源學院, 重慶 400067; 2.生態環境空間信息數據挖掘與大數據集成重慶市重點實驗室,重慶 401320； 3.重慶工商大學 公共管理學院, 重慶 400067)

近年來，我國經濟與社會的飛速發展加快了城鎮的擴張步伐。而快速城市化因其不合理的開發利用行為勢必將對城市地域的生態環境基底造成深刻影響[1]，并致使空氣質量惡化、生物多樣性銳減、城市熱島效應加劇等生態問題，嚴重威脅區域生態安全[2]。通過識別和提取對維持區域生態系統安全穩定具有重要意義的空間要素，對其系統結構及空間格局提出切實有效的優化指導，是緩解緊張人地關系，保障城市—自然復合生態系統可持續高效運轉的關鍵性格局[3]。

生態安全格局構建作為一個多學科交叉的新興研究主題，受到國內外學者的高度關注并在該領域展開了大量研究[4-5]。國內俞孔堅首次從生物多樣性保護的切入點開展景觀生態安全格局研究[6]，之后優化Forman的景觀利用格局理論[7]，提出“生態源地識別—阻力面建立—生態廊道構建”，逐漸成為生態安全格局構建的主流范式[8]。針對城市這類經濟高度發達，人口相對集中，人地關系較為緊張的研究區域，學者對廣州[9]、北京[10]等平原城市根據其差異化的研究區狀況，從生態系統服務、生態敏感性及景觀功能等多角度選取評價指標，并選用擬合程度較高的數學模型進行分析，最終構建城市生態安全格局。對于山地城市而言，構建山地生態安全格局是城市與生態和諧發展的基礎，同時也是為維持山地城市生態穩定、平衡生態系統的重要手段[11]，但當前針對空間結構復雜的山地城市生態安全格局的構建鮮有研究。

生態安全格局中的廊道大多采用最小累積阻力模型識別[12-13]，但其僅能體現源地間的最小成本距離，不能有效反映生態過程的流通性。McRaeB[14]首次將物理學中的電路理論融入景觀生態學、景觀遺傳學領域，將景觀面看作一個電導面，用電子在電路中隨機流動的特性來模擬物種個體或基因在景觀中的遷移擴散過程，從而預測物種的擴散和遷移運動規律、識別景觀面中多條具有一定寬度的可替代路徑，同時電路理論可通過源地之間電流的強弱確定生境斑塊和廊道的相對重要性[15]，有效反映生態過程的流通性，能夠快速、精準地識別生態廊道更為科學的構建生態安全格局[16-17]。

綜上，針對重慶市都市區這一空間結構較為復雜的山地城市，本文以建立山地城市生態安全格局為目標，采用粒度反推法確定研究區的數據最優尺度，依次識別生態源地、判定阻力面，并將電路理論的隨機游走特性運用至生態廊道的提取，從而構建重慶市都市區生態安全格局。本文旨在探索重慶市生態保護策略差異化的同時，為特大山地城市生態安全研究體系提供研究基礎。

1 研究區概況

重慶市地處川東平行嶺谷地區，地形起伏較大，以低山、丘陵為主，市區四周地勢高，中心地勢低，導致熱場不易擴散，地表增熱明顯，是一個典型的山地城市[18]。同時重慶市都市區(東經106°03′22″—107°01′19″，北緯29°09′12″—30°07′09″)是承載政治、經濟、文化等多要素的中心，其范圍包括渝北區、渝中區、江北區、北碚區、沙坪壩區、大渡口區、南岸區、九龍坡區、大渡口區、巴南區共9個行政區單元，轄區總面積達5 472.68 km2。“兩江四山”構成了重慶都市區生態基底，氣候為亞熱帶季風性濕潤氣候，夏季高溫悶熱，都市區熱島效應顯著。本研究以重慶市都市區為研究對象，以此為構建山地城市生態安全格局提供重要依據。

2 數據來源與研究方法

2.1 數據來源

本研究涉及到的數據包括2018年的重慶市都市區土地利用數據、DEM數據、氣象數據、土壤數據及NDVI等數據類型。其中研究區土地利用數據來源于美國地質勘測局(https:∥ladsweb.modaps.eosdis.nasa.gov)的Landsat8 OLI遙感影像解譯，劃分為水域、草地、耕地、未利用地、建設用地和林地6類，數據空間分辨率為30 m×30 m；DEM來源于地理空間數據云平臺(http:∥www.gscloud.cn)，生成高程數據和坡度數據的空間分辨率為30 m×30 m；氣象數據來源于中國氣象科學數據共享服務(http:∥data.cma.cn/)；土壤數據來源于寒區旱區科學數據中心的1∶100萬世界土壤數據庫(HWSD)中國土壤數據集；通過Landsat8 OLI遙感數據反演出NDVI。

2.2 研究方法

2.2.1 粒度反推法 粒度反推法是一種通過景觀格局的連通性和整體性分析自動選擇生態源地的方法[19]。此方法源于數學的反證法，先假設研究區存在多種生態源地結構，在不同粒度的柵格下測算生態源地整體連通性，從形成的多種生態景觀組分結構結果中擇取最優景觀組分結構，選擇整體連通性最高對應的柵格粒度，從而可以確定最優的生態源地結構[20]。

2.2.2 生態源地識別 生態源地是指研究區域中具有較高生態系統服務價值的斑塊，能對景觀過程發展產生較大價值的景觀組分[21]，生態源地是生態系統相對穩定的區域，對維持生物多樣性具有重要的生態學意義。長江與嘉陵江交匯于重慶市都市區內，是兩江流域的重要水源涵養區，生物多樣性豐富，同時具有復雜的自然生態條件和社會經濟特征[22]。針對本研究區域的生態本底狀況，從植被覆蓋、地形地貌、水體、保護區和多種生態服務能力角度考慮，來構建生態敏感性評價體系和生態系統服務重要性評價體系，通過兩個評價體系進行疊加分析，采用變異系數法確定指標權重，按照自然斷點法對計算結果進行綜合劃分，將識別出的最優生態斑塊作為本研究區的生態源地。

(1) 生態敏感性評價體系。生態敏感性評價是指當生態系統受到外界不良影響干擾時，其發生生態環境問題的可能性大小，是生態環境評價的重要組成部分[23]。本研究根據研究區山地資源、河流資源豐富的特點，按照主導因素綜合性和代表性原則[24]，選取植被覆蓋度、高程、坡度、土地利用類型、水體、生態保護區6項指標構建生態因子敏感性評價體系，并對6類生態因子運用變異系數法進行加權疊加計算，以自然斷點法劃分等級，最終獲得評價結果。計算公式如下：

式中：Pi為生態敏感性綜合評價得分;Wi為第i個因子影響權重;Fi為第i個因子的生態敏感性指數。

(2) 生態系統服務重要性評價體系。生態系統服務重要性評價是針對區域生態系統典型生態服務功能能力的評估，包括對生態系統服務功能的區域分異規律分析，以及對生態系統服務功能重要區域的識別[25]。結合重慶市都市區的環境特征，選擇生物多樣性保護、土壤保持、水源涵養3種生態系統服務功能指標來構建評價體系(表1)。

表1 生態系統服務重要性評價體系

2.2.3 生態綜合阻力面構建 物種在水平空間上運動、擴散，在斑塊之間的流動與傳遞，在很大程度上受到地形因子、土地利用類型以及人為活動干擾的影響[26]。其中，土地利用類型和地形是生態“源”向外擴散遭遇阻力的主要影響因素[21]。研究區域集復雜性、脆弱性、敏感性于一體的生態環境特征，參考相關研究[27-28]，選取地貌因子和土地利用類型作為主要阻力因子，利用ArcGIS軟件對各阻力面加權疊加得到綜合阻力面。由于不同的阻力因子干擾能力不同，影響景觀生態安全格局源地擴散的阻力也不同，變異系數法可以客觀準確地確定權重，本研究采用該方法來確定研究區各阻力值的權重。

2.2.4 生態廊道識別 生態廊道是溝通生態源地物種、信息和能量流動的重要橋梁，是生態源地間最容易聯系的低阻力生態通道，可以增強景觀組分之間的聯系和防護等功能，對于景觀格局連通性具有重要作用。電路理論中的連接模型與隨機游走相結合能夠較好地評價最小成本路徑，其原理見圖1[29]。本研究基于電路理論來識別研究區的生態廊道，生態廊道是相鄰“源”間生態流的低阻力生態通道，可通過電路理論中的電流密度來識別廊道，電流密度較高的區域，表明該區域的連接度較好，生態通道阻力較低。本研究利用Circuitscape軟件與ArcGIS的Linkage Mapper Toolkit插件來識別生態廊道。

圖1 電路理論原理

3 結果與分析

3.1 生態源地識別

3.1.1 不同粒度水平下的生態源地連通性 生態源地的識別是指提供重要生態系統服務與生態敏感的斑塊。針對區域典型生態系統，定量評估生態系統服務的供給能力與生態敏感性，識別生態系統服務供給的重要區域與生態敏感區域，兩者疊加可以作為源地識別的有效方法[30]。在識別生態源地之前，需要確定研究區最優生態源地結構，因此根據粒度反推法的原理，從不同粒度水平的整體連通性判斷出最優的生態源地結構[31]。從生態系統服務重要性和生態敏感性疊加結果中提取一級生態源地，運用Conefor軟件計算30，50，100，200，300，400，500 m共6種不同粒度下生態源地的整體連通性，最終確定最優生態源地結構，其中500 m粒度下融合較多，生態源地數量大幅減少，無法與其他粒度下的源地數量保持一致，故不分析500 m粒度下的生態源地結構，其余選取各粒度下的50個核心區域計算核心區域整體連通性結果見圖2。200 m粒度下，整體連通性起伏較大，其余粒度整體連通性較為平緩。不同粒度下生態源地的整體連通性平均值大小隨粒度的增加呈拋物線式，其中200 m粒度下生態源地的整體連通性的平均值最大達到峰值，結合核心區域的整體連通性的波動范圍確定200 m粒度時連通性最優。

圖2 研究區整體連通性

3.1.2 生態源地的確定 由上述可知200 m粒度是生態源地整體連通性最好的參照，因此，將各數據柵格化，并將柵格大小統一為200 m×200 m。基于研究區水土保持、水源涵養、生境質量3類生態系統服務功能疊加結果形成生態系統服務功能重要性評價結果，運用自然斷點法將評價結果劃分為極重要區、高等重要區、中等重要區、較重要區、一般重要區，形成重慶市都市區生態系統服務空間格局(圖3A)，不同級別重要區面積及占比見表2。極重要區域面積22.38 km2，占研究區總面積的0.44%，分散分布于研究區的各山脈處。高度重要區域面積452.53 km2，占研究區總面積的8.33%。中等重要區域與較重要區域面積相差不大，分別為1 843.87，18 677.00 km2，共占研究區總面積的68.29%。一般重要面積1 248.29 km2，占研究區總面積的22.97%。

圖3 特大山地城市都市區生態系統重要態敏感性空間格局等級

表2 生態系統服務重要性與生態因子敏感性評價結果

對坡度、海拔、水域、土地利用類型、植被覆蓋度、生態保護區6類生態因子的生態敏感性進行單因子評價，將單因子評價結果疊加形成生態敏感性評價結果，運用自然斷點法將評價結果劃分為極敏感、高度敏感性、中度敏感、一般敏感、不敏感，形成重慶市都市區生態敏感性空間格局(圖3B)，不同級別敏感區面積及占比見表2。極敏感區域面積619.97 km2，占研究區總面積的11.41%，分散分布于研究區以坡度大、海拔高的生態保護區的林地范圍內。高度敏感區域面積47.35 km2，面積占比最大，占研究區總面積的47.35%。中度敏感區域面積2 035.34 km2，占研究區總面積的37.46%。輕度敏感區域面積較小，為200.55 km2，共占研究區總面積的3.69%。不敏感區域面積最小，為23.95 km2，僅占研究區總面積的0.09%。

由上述分析可知，研究區的生態系統重要性整體較低，生態敏感性整體較高，對研究區生態系統服務重要性與生態因子敏感性的分析結果等權疊加，將研究共計區劃分4級區域，1級區域面積最小共計824.69 km2，2，3級區域面積分別為1 375.07，1 217.631 km2，4級區域面積共計2 016.68 km2。在劃分出的4級區域中剔除小于10 km2的碎小圖斑，最終確定生態源地圖斑數為14，面積合計1 616.98 km2，占研究區總面積的29.76%，其空間分布見圖4。總體來看研究區單塊生態源地面積較大，寬度較寬，形態多以條帶狀為主，主要沿縉云山、中梁山、南山等山脈分布，呈現六縱空間格局，符合典型的山地城市山脈生態系統服務功能強，生態敏感性高的特點，而山脈之間較平緩的區域，城市發展良好，主要體現城市功能。

圖4 生態源地

3.2 最小累積模型判定的生態阻力面

基于特大山地城市都市區的土地利用類型構建生態阻力面，在土地利用類型上反映出城市的建設用地對生態阻力值最大，水體的生態阻力值最低。在空間上阻力面的分布是以組團的形式存在，被區域內其他阻力值較低的土地利用類型所分割；基于坡度和起伏度的生態阻力面構建，起伏度生態阻力值與坡度的生態阻力值的空間分布特征一致，在空間分布上阻力值較大的區域成條帶狀分布，特大山地城市都市區的起伏度生態阻力值大小空間分布上呈現由西到東生態阻力值由最低值增加再降低的變化規律；坡度生態阻力值在空間分布上呈現出由西到東先增加后降低的變化規律，其中在城市建設區內坡度和起伏度的生態阻力值較低。運用最小累積模型形成綜合阻力面(圖5)，在空間分布上綜合生態阻力值差異明顯，高阻力值集中在研究區的中部、東部和東南部，在研究區的北部和東北部阻力值最低。

圖5 綜合阻力面

3.3 基于電路理論的生態廊道識別與生態安全格局構建

生態廊道通過連接不同生態斑塊，增加區域景觀連通性和獲取生態效益，是維護區域生態安全的基本骨架[32]。基于生態源地與生態阻力面，結合電路理論結果(表3)，對重慶市都市區生態廊道進行識別(圖6)。結合電路理論識別出活躍和非活躍的生態廊道。

表3 生態源地成對模式下的累計電流密度

圖6 重慶市都市區生態廊道分布

從生態廊道數量特征上看，由于重慶市都市區生態源地較為破碎，生態阻力大，因此呈現出短小的特點。連接14塊生態源地有29條生態廊道，關鍵廊道22條，總長度約為50.83 km，潛在廊道7條，總長度約為108.21 km。關鍵廊道中，大于1 km的廊道共12條，長度為46.69 km，是源地之間連接的主要廊道。潛在廊道中，大于10 km的廊道共5條，長度為95.05 km。部分關鍵廊道和潛在廊道在某些位置重合，可能是因該區域斑塊阻力值較小導致[31]。

從生態廊道空間分布來看，結合圖7研究區各下轄區關鍵和潛在廊道長度柱狀圖，關鍵廊道分布在渝北區、北碚區、南岸區及巴南區，其長度分別占關鍵廊道總長度的0.35%，1.50%，5.04%，93.11%。潛在廊道分布在九龍坡區、南岸區及巴南區，其長度分別占潛在廊道總長度的6.8%，18.19%，75.01%。

圖7 重慶市關鍵廊道及潛在廊道分布

從圖7可以看出，研究區西部和北部僅存在一條關鍵廊道，主要是因為位處縉云山、中梁山和龍王洞山的生態源地橫跨7個重慶市下轄區域，三者之間形成了一條寬闊的帶狀生態源地，寬度大、面積大的特點使其面臨的生態壓力相對較低。同時，由于巴南區生態源地數量多、較為破碎，因此絕大部分的關鍵廊道和潛在廊道主要分布在重慶市巴南區南部，并且由該區域向外發散至整個研究區。

生態安全格局是對區域生態空間進行國土空間格局優化的空間配置方案，由一系列功能各異、相對獨立的景觀單元結合生態廊道構成，對維護景觀格局整體性及區域生態安全具有重要意義[33]。以生態源地作為緩沖區面要素，根據每個生態源地的面積大小，分別設置1，2，3 km等不同寬度的緩沖區作為生態源地的輻射區(圖8)。經統計，現有生態源地的輻射面積為4 543.92 km2，達到研究區總面積的83.32%。現狀生態源地輻射未覆蓋區域除了分布在研究區邊緣，在研究區中部和南部也存在較大范圍的未覆蓋區。

圖8 生態安全格局

基于對重慶市都市區生態源地、關鍵廊道和潛在廊道的分析，本文提出構建“一圈兩帶兩中心”生態安全格局。其中，“一圈”指研究區所形成的都市生態圈，“兩帶”指研究區生態源地未輻射的生態提升帶，“兩中心”指以巴南區東南部向北散射的廊道中心與研究區北部向南散射的生態源地中心。生態提升帶需要重點新增生態源地，加快綠色基礎設施建設，控制城市開發邊界，高效利用城市生產、生活空間，保護生態空間范圍，以優化城市生態安全結構。生態源地中心林業資源豐富，可發展旅游業、綠色產業，為研究區提供水源涵養、土壤保持等多種服務功能。廊道中心主要承擔物種遷移的傳輸通道、生物生存繁殖的生境等基礎功能[25]，物質流動頻繁，需加強生態保護，保證都市生態圈的生態過程的暢通性。

4 結論與討論

(1) 200 m粒度下連通性最優，生態源地在空間分布上呈現六縱分布態勢。從不同粒度水平的整體連通性判斷出200 m粒度下生態源地結構最優；研究區生態源地面積1 616.98 km2，占研究區總面積的29.76%，研究區單塊生態源地面積較大，寬度較寬，形態多以條帶狀為主，主要沿縉云山、中梁山、南山等山脈分布，呈現六縱空間分布態勢。

(2) 生態廊道長度較短，主要分布與研究區的南部區域。生態廊道共計29條，關鍵廊道22條，總長度約為50.83 km，潛在廊道7條，總長度約為108.21 km。絕大部分的關鍵廊道和潛在廊道主要分布在重慶市巴南區南部，并且由該區域向外發散至整個研究區。

(3) 以生態源地輻射范圍和生態廊道共同構建以“一圈兩帶兩中心”生態安全格局。現有生態源地的輻射面積為4 543.92 km2，達到研究區總面積的83.32%。現狀生態源地輻射未覆蓋區域的中部與南部區域作為生態提升帶，切實保護區域生態空間。

本文以生態系統服務重要性與生態敏感性共同確定生態源地，以隨機游走與最小成本路徑結合的電路理論識別關鍵生態廊道與潛在生態廊道，結合生態源地的輻射范圍共同構建生態安全格局，進而提出優化策略，保障研究區生態質量，提升居民的居住滿意度，對生態宜居城市建設具有重要參考意義。但受數據獲取的限制，本文僅從靜態視角，識別生態源地與生態廊道，而生態要素與城市發展的動態變動時生態源地和廊道的情況有待進一步探討。