基于MCR模型的苏南水网乡村生态安全格局构建

王添翼 丁金华

苏州科技大学建筑与城市规划学院 江苏苏州 215011

当前中国建设发展迈入新时代，快速的城市化引发越来越多的生态环境问题，以生态安全为目标构建景观生态安全格局成为迫切需求。苏南水网乡村地处太湖流域，有着优越的生态环境，形成了别具特色的水乡空间肌理，但随着该地区城市化进程的加快，水网乡村生态系统的完整性因受到外部的侵占逐步被破坏，生境质量下降，水域破碎度增加，因此构建科学合理的水网乡村生态安全格局成为实现区域生态安全的基本保障和重要途径[1]。

生态安全格局(Ecological security pattern)是针对特定的生态问题，兼顾社会、生态、经济效益，对区域内各要素进行合理布局而形成的空间配置方案[1]。近年来，对于生态安全格局的研究，逐渐从对相关概念的探讨发展到生态风险、生态系统评价以及具体格局构建等方面[2-4]。在生态安全格局构建方面， “源地—廊道”的范式已成为主流[5]。生态源地是生态安全格局构建的基础，其构建从直接提取源地逐步走向通过生态系统服务重要性评价、生态敏感性评价等客观方法进行识别[6-8]。作为生态源地之间的连接通道，生态廊道是生态流通的重要路径，当前主要研究方法包括最小累积阻力模型(MCR)、图论、电路理论等定量识别方法[9-10]，其中，MCR模型因能综合考虑景观单元之间的水平联系[11]，且具有良好的适用性和扩展性[12]，被广泛应用于生态安全格局的构建。

虽然目前国内对生态安全格局构建的研究已经逐渐深入，但主要聚焦于区域、市域、镇域等尺度[3，7，13]，针对乡村等较小尺度的研究较少。本文以苏州市吴江区莺脰湖片区为例，拟将生境质量、景观连通性、生物多样性服务分析结果作为生态源地识别的主要依据，利用MCR模型构建廊道，识别生态踏脚石，构建生态安全格局，以期对乡村生态环境改善起到一定指导作用，实现乡村可持续发展。

1 研究区概况

苏南水网乡村地势平坦，河道阡陌，展现出特有的景观生态特征:1)地区生态斑块主要为水域和耕地。水域主要以小尺度的河流、湖泊、坑塘为主，水田则是该区域主要的耕地类型。2)地区内生态廊道以河流、沟渠等线性水域为主。相比于其他地区，该地的水网更为密集，结构更加错综复杂。3)水网地区中一些面积较大的水域、耕地斑块可以视为基质。这些斑块连通性强，可以提供较好的生态系统服务[14-15]。但是，随着城市化进程的加快，苏南水网乡村面临生境质量下降、景观连通性降低、生态系统脆弱等诸多问题。

本文所选的研究区域位于苏州市吴江区莺脰湖片区，属于亚热带季风海洋性气候，东经119°北纬31°，占地面积约29.5 km2。莺脰湖片区包括莺脰湖、余家荡等10余个湖泊水系，以及西景坊、大成浜等20余个村落，具有典型的水网乡村肌理。将该处作为研究对象，具有一定的典型性。

2 研究方法

2.1 数据来源与处理

本文研究数据主要包括2017年8月Landsat-8卫星遥感影像数据、数字高程模型数据、苏州市行政边界数据和道路数据为矢量数据，其中，遥感影像数据与高程数据均取自地理空间数据云(http://www.gscloud.cn/)，分辨率均为30m；苏州市行政边界数据和道路数据为矢量数据，均取自国家基础地理信息中心(http://www.webmap.cn/)。本文数据分析的单元为栅格单元。使用ArcGIS对遥感数据影像进行加工与目视解译，将研究区用地类型归为水域、湿地、林地、草地、裸地、耕地、建设用地7类。考虑到水网乡村地区水域种类多样，不同类型的水域在自身性质、应对外界干扰等方面的能力不尽相同，为体现水网地区的地域特性，将水域进一步分为湖泊、河道、坑塘3类。

2.2 生态源地识别

针对苏南水网乡村地区所存在的生态问题，提取该片区内所有生态用地进行生境质量评价、景观连通性评价以及生物多样性服务评价；通过专家打分法对三者权重进行评定，将3种评价结果加权叠加，用以衡量研究区生态用地重要程度；选取重要程度最高的斑块作为生态源地。

2.2.1 生境质量评价

通过对斑块生境质量的分析，可以有效测度区域内不同生态用地在遭受外部威胁影响下为场地内生物提供生存条件的能力[16-18]，以此作为水网乡村地区生态源地识别的标准之一，对于该地区生境质量的提升有着重要意义。InVEST模型生境质量模块可以有效测度该类指标。计算公式为:

式(1)中，Qxj为土地生境质量，Hj表示生境适宜度，Dzxj为生境退化度，k为半饱和常数，Z为归一化指数。

依据莺脰湖片区相关资料及调研结果，将交通道路、建设用地与裸地3类区域作为胁迫因子(表1)，不同用地类型的生境适宜性及其对不同胁迫因子的敏感性如表2所示。

表1 胁迫因子最大影响距离与权重

表2 生境适宜性及其对不同威胁因子的敏感性

2.2.2 景观连通性评价

景观连通性表征区域内景观是否利于物种的流通，较高的景观连通性更利于维持水网乡村地区生态系统稳定和生物多样性的保护[19]。Conefor软件为景观连通性分析提供便利，用以识别整体连通性(IIC)、可能连通性(PC)、连接重要性(dI)3个景观指数。计算公式如下:

式(2)至式(4)中，n为区域内的斑块个数，a为斑块面积，nlij为i和j之间的连接数量，为物种在i与j之间扩散的概率最大值，I为景观整体连接度指数值，Iremove为除去某斑块后景观的连接度。

利用Conefor2.6评价研究区生态用地景观连通性，结合水网地区的地域特性，设置连接距离阈值500 m，连接概率0.5，通过连接重要性指数表征景观连通性的高低。

2.2.3 生物多样性服务评价

生物多样性服务的高低体现区域内生物多样性的丰富程度，相较于生境质量，其更能反映斑块本身的特性[13]。本研究根据谢高地制定的生物多样性服务当量[20]，对不同土地利用类型的生物多样性服务价值进行赋值重分类。

2.3 生态廊道构建

2.3.1 基于MCR模型的潜在生态廊道构建

潜在生态廊道是相邻的生态源地之间的连接通道。本研究选择MCR模型对研究区潜在生态廊道进行构建[21]，计算公式如下:

式(5)中，Dij为i与j间物种水平运动的距离；Ri表示物种在景观i间移动所受的阻力值。

本研究选择土地利用类型、坡度、高程、距建设用地距离作为阻力因子，使用专家打分法确定其阻力值。土地利用类型依照上文分类；根据DEM数据对研究区坡度、高程进行重分类，坡度、高程越大赋值越高；建立距建设用地缓冲区，距离越近阻力值越高。利用yaahp进行层次分析确定权重(表3)。

表3 莺脰湖片区生态阻力值

2.3.2 基于重力模型的关键生态廊道构建

关键生态廊道是潜在生态廊道中更加重要的部分，是源地间联系较为紧密、物质流通较频繁的廊道，常见的关键廊道识别方法有核密度分析[22]、重力模型等。本研究采用重力模型进行定量评价水网乡村各源地间相互作用力的强弱，作用力越大则两源地间廊道的重要性越强，以此为依据筛选出潜在廊道中更为关键的生态廊道。具体计算公式如下:

式(6)中，G为引力大小，N为权重值，D是斑块间潜在廊道阻力的标准化值，P代表斑块阻力，S为斑块面积，L代表累积阻力值，Lmax为区域廊道累积阻力的最大值的最大值。

2.4 生态踏脚石选取

不同类型的踏脚石对生态过程起到的作用不尽相同，鞍部点到两源地间的累积阻力相同，是一段廊道中最需要进行补给的地方；生态断裂点作为生态廊道与交通道路的相交地带，生态系统更为脆弱。选取这两种不同类型的踏脚石，能够使生态流通更加顺畅，生态安全格局结构更加稳定。

3 结果与分析

3.1 莺脰湖片区生态安全格局构建

3.1.1 莺脰湖片区生态源地综合识别

1)生境质量评价。水网乡村地区的建设用地以聚落为主，相比于城市内的建设用地，其影响范围会更小。由图1A可知，莺脰湖片区生境质量高与较高的地区占总生态用地的30%，生境质量中等的地区占总生态用地的18%，而低生境区域占比一半以上，整体生境质量一般。区域内各湖泊生境质量最高，东溪塘等河流生境质量次之，生境质量一般的地区为张家田部分耕地，义和浜、南昆村南岗的生境质量较低。更密集的水域斑块以及更少的建设用地是上升村生境质量高于其他村落的主要原因。

2)景观连通性评价。由图1B可知，莺脰湖片区景观连通性高与较高的区域占比为47%，区域整体连通性水平较高，东侧景观连通性优于西侧。义和浜、首字村耕地斑块面积较大，景观连通性最高，莺脰湖则是研究区内连通性最高的水域斑块；大头港与北角荡、东溪塘等水域联系密切，且有较大面积的耕地斑块，景观连通性较高；除莺脰湖外，其他湖泊景观连通性适中，小於村与五景村北侧的耕地，其面积适中，紧靠莺脰湖，景观连通性也相对适中；金家荡与清水荡三面被建设用地环绕，且周围没有大面积的生态斑块，景观连通性较弱；景观连通性最低的区域主要集中在研究区中部以及常台高速西侧沿线，高度的破碎化、较小的斑块面积是该区域连通性低的主要原因。

3)生物多样性服务评价。依据谢高地制定的生物多样性服务当量[19]，对各生态用地进行生物多样性服务价值赋值，生成研究区生物多样性服务评价图(图1C)。结果显示:莺脰湖片区内整体生物多样性服务水平一般，生物多样性水平高值区域占比36%，其分布特征与生境质量高值区分布特征相似，主要为莺脰湖、盛家荡、清水荡、余家荡等湖泊河流。义和浜、首字村等地拥有较大面积的耕地斑块，生物多样性服务呈现低值。

图1 莺脰湖片区源地综合识别图

4)综合叠加。利用专家打分法将三者权重定为0.5，0.2，0.3，对评价结果加权叠加，以衡量研究区生态斑块重要程度(图1D)。结果显示:最重要斑块为莺脰湖、盛家荡等湖泊；较重要的斑块为义和浜、南昆村等村落的耕地斑块，这些斑块比其他耕地斑块面积更大更为完整，且与周边水域保持着较好的联系；大头港、南岗耕地面积适中，建设用地较少，整体重要性一般；较多的建设用地环绕使小於村北部耕地重要程度比其他耕地更低，重要程度最低的区域主要集中在小於村等北部村庄，相比于其他片区，这些区域建设用地占比高、生态斑块更为零散(表4)。参考相关研究，选取重要程度最高且面积为10 hm2以上的生态用地作为源地。本研究共识别出11处生态源地(图2)，主要用地类型为湖泊、河流，说明水网乡村地区水域环境是生态规划的重点部分。这些生态源地面积相对较大，对于整体区域生态安全有着重要影响，建议对源地进行着重保护。同时，北侧的莺脰湖、南侧的余家荡、西侧的金家荡与周边源地斑块的联系较弱，因此，对这些源地进行保护的同时，应加强其与周边环境资源斑块的联系。

图2 莺脰湖片区生态源地和生态廊道分布图

表4 各类生态源地评价结果与对比

3.1.2 基于MCR模型与重力模型的生态廊道构建

本研究基于土地利用类型、坡度、高程、距建设用地距离4个指标构建研究区阻力面。结果显示(图3)，莺脰湖片区综合阻力面被穿过的常台高速分割为东西两部分，西部区域除水域外，大多数地块阻力值较高，东部地区呈现中等阻力值的地块较多。西部区域阻力值较高的主要原因是该区域西侧的直港等村落相比于东侧村落拥有更多更密集的聚落建筑，且有国道穿行，而东侧村落建筑密度较低耕且地较多，生态阻力值相对较小。

图3 莺脰湖片区阻力面图

本研究通过MCR模型，借助ArcGIS平台Costpath模块识别潜在廊道55条总长度36.5 km。借助重力模型，将相互作用力大于900的廊道识别为关键生态廊道(表5)。结果(图2)显示，研究区中部6个生态源地之间的潜在廊道较为密集，南部次之，这些源地面积不大但距离紧凑，因而形成了较为密集的生态廊道网络。关键生态廊道将11个生态源地串联在一起，使各源地联系更为紧密。

表5 莺脰湖片区源地相互作用矩阵

3.1.3 满足多种目标的生态踏脚石选取

本文选取两种踏脚石，即鞍部点与生态断裂点。鞍部点可以为生态流提供补给，起到源间踏板的作用；生态断裂点对生态过程起到阻碍作用，对其进行合理规划能够使生态网络更加稳固。本研究共识别出13处鞍部点、3处生态断裂点(图4):研究区中部因为生态源地斑块较多，相应的廊道也比较多，因而鞍部点也相对密集；区域内生态断裂点不多，集中于常台高速沿线；连接北赤莲荡与北角荡的廊道以及连接南赤莲荡与余家荡的廊道，作为关键廊道被高速分割，形成了两个生态断裂点，建议采用搭建天桥、隧道等方法对这些节点进行修复，保持生态过程的完整性。

图4 莺脰湖片区生态安全格局

3.2 莺脰湖片区生态安全格局优化策略

3.2.1 加强生态源地保护，维护生态系统稳定性

研究区11处源地土地利用类型均为水域，保护好区域内的水域环境是水网乡村地区生态规划的重点内容。莺脰湖片区源地分布较为平均，莺脰湖作为区域内最大的源地，生境质量、景观连通性均最高，应对该区域加强保护以保证其生态功能，提高生态系统稳定性。

3.2.2 强化生态廊道连接，提高区域景观连通性

研究区中部地区的源地斑块面积不大，但距离较近，斑块间联系密切，廊道密集。规划时可将几个源地视为一个整体，优先建立与外部的联系，再逐渐强化内部关系。在关键廊道的构建的过程中，宜与现状廊道进行结合，优先对已有联系的源间廊道进行优化。

3.2.3 优化生态踏脚石建设，强化生态网络结构

在踏脚石建设时，应将节点区域放大，为生态流通提供便利。连接金家荡的两条生态廊道建设的成本较高，可以优先进行踏脚石的建设，在建设用地范围内规划出一定范围的绿地或水域作为生物流通的踏板。

4 结语

本文从水网乡村景观特征与问题切入，以吴江区莺脰湖片区为例，探讨了苏南水网乡村地区生态安全格局的构建方法。相比于城市，乡村的建设用地分布更加散乱无序，这种布局会对生态用地提供栖息地的能力产生影响，生境质量评价可以有效量化这种影响，使结果更加客观。将景观连通性评价作为源地识别要素之一，可以直观展现水网地区生态空间连通性强弱的空间分布，对维护水网地区地域特征与空间肌理有着积极作用。通过MCR模型识别研究区潜在生态廊道，利用重力模型筛选出关键廊道，识别两种生态踏脚石，继而构建区域生态安全格局，并以此作为指导，对该地区生态安全格局优化提出建议，以期对乡村生态环境改善起到一定指导作用，实现乡村可持续发展。

本文在进行生境质量评价时，未考虑研究区外部景观对研究区内部的影响，研究结果会存在一定的误差。其次，阻力面的赋值、生境质量评价中胁迫因子敏感性的赋值具有一定的主观性，也会对实验结果产生影响。最后，通过模型构建的生态安全格局，其结果难以被有效验证。如何对研究中人为赋值的方法进行修正，使研究结果更加客观，以及如何验证生态安全格局的构建结果，提高生态安全格局构建的可实践性将是下一步研究的主要内容。