區域尺度下道路網絡對生態格局及生態網絡的影響：以成渝城市群為例*

曾琬瑩，謝夢晴，王倩娜

(四川大學 建筑與環境學院，四川 成都 610065)

黨的二十大報告指出，協調生態環境保護和經濟社會發展對于保障國土空間永續發展具有重大意義[1]?！丁笆奈濉爆F代綜合交通運輸體系發展規劃》[2]對我國道路建設提出了適應國土空間開發保護格局的新要求。在現今高質量發展國土空間布局背景下，科學評價和分析道路的生態影響，對減少道路給生態系統產生的負面作用、實現可持續發展具有重大實踐指導意義[3]。

20世紀90年代起，隨著遙感和地理信息系統技術的不斷進步，道路生態效應的相關研究開始關注道路與景觀格局和過程的關系。Andrews等[4]、Lamont等[5]學者率先研究了道路對自然生態系統的切割與干擾，Forman[6]提出的道路網絡影響模型因其可以反映道路網絡與不同景觀之間的相互關系與空間位置而最具代表性。目前國內已有學者基于一年份數據展開了相關研究，如：富偉等[7]分析了道路對景觀格局和功能的影響；王麗等[8]探究了深圳市道路的景觀格局效應；李倩雯等[9]基于景觀格局指數分析了道路建設對西南地區景觀格局的影響。以上研究多側重于景觀結構的破碎化，結構和功能、格局和過程之間有著密切的相互關系，將生態網絡作為耦合景觀結構、生態過程和功能的重要途徑[10]引入，能夠有效揭示道路建設所引起的生境破碎化對生態格局的影響效應，闡述道路和生態系統的相互作用機制。

成渝城市群位于國家道路“五縱兩橫”分布格局的交匯區，具有重要戰略地位[11]，至2020年，其已具備功能完善的綜合交通運輸網絡，成為西部地區內引外聯的重要樞紐與門戶[12]。選取成渝城市群為研究對象，基于2020年土地利用和交通數據，結合形態學空間格局分析(morphological spatial pattern analysis，MSPA)、景觀連通性指數和最小累積阻力模型(minimum cumulative resistance，MCR)構建生態網絡，通過道路網絡模型量化道路綜合影響值，再運用景觀格局指數、圖論法和核密度分析法，對比分析道路網絡影響下研究區生態格局改變的程度，可得道路出現前后對生態系統造成的影響，對于未來道路規劃和生態環境保護具有重要意義[13]，為新時期國土空間格局優化提供科學支撐與決策參考。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

成渝城市群(27°67′～32°32′N、101°95′～108°95′E)位于我國西南地區，包括四川省的15個市，重慶市的27個區(縣)以及開縣、云陽的部分地區[14](圖1a)，總面積18.50×104km2。隨著城鎮化和經濟發展水平不斷提高，成渝城市群的交通網絡密度逐年遞增(圖1b)。截至2020年，成都和重慶的道路網密度分別達到了8.3 km/km2和7.0 km/km2[15]。

圖1 研究區地理位置與2020年交通路網圖

1.2 數據來源

本研究的數據包括：成渝城市群縣級行政區劃數據集、2020年高速公路、鐵路、國道、省道、縣道數據，源自國家地球系統科學數據中心(http://www.geodata.cn/)；2020年30 m土地利用柵格數據，源自GlobeLand30(http://www.globallandcover.com/)；自然保護區數據，源自資源環境科學與數據中心(https://www.resdc.cn/)；一級河流數據，源自資源環境科學與數據中心(https://www.resdc.cn/)；DEM數據，源自地理空間數據云(http://www.gscloud.cn/)。以上數據基于ArcGIS 10.2合并裁剪后使用，地理坐標系統一為GCS_WGS_1984。

1.3 研究方法

研究方法主要由3部分組成，即生態格局構建、道路影響值識別及生態格局變化對比?；贛SPA法和MCR模型識別核心生態源地與生態廊道，疊合構建道路出現前的生態格局；運用道路影響模型識別并提取會對生態格局造成重大影響的道路，作為干擾生態格局的影響來源；再采用景觀格局指數、圖論法和核密度分析法，比較道路出現前后生態格局及生態網絡的變化情況。

1.3.1 研究區生態網絡構建

(1)基于MSPA和景觀連通性的生態源地識別

基于MSPA法識別生態源地能夠提高生態源地選取的科學性[16]。提取耕地、林地、草地與水域作為MSPA分析的前景數據，利用Guidos Toolbox 2.6軟件，采用八鄰域分析法，邊緣寬度設置為90 m[17]進行運算。選取面積閾值10 km2以上的斑塊作為大型核心區[18]并基于confer 2.6計算其斑塊重要性指數(dPC)指數[19]，挑選值最大的15個斑塊[20]與自然保護區疊加，得到生態源地。

(2)基于MCR和重力模型的生態廊道提取及生態網絡構建

選取土地利用類型、距鐵路距離等指標作為阻力因子，參考相關文獻[20]，利用ArcGIS 10.2中的Cost Distance工具加權疊加得到綜合阻力面。MCR模型通過計算得到最小累積阻力路徑作為生態廊道[21]。其公式如下。

式中：Dij表示從源點j到源點i的空間距離，Ri表示空間單元i的阻力值。

1.3.2 道路綜合影響值量化及提取

選取高速公路、鐵路、國道、省道、縣道共5種道路類型，依據Forman[6]提出的道路網絡影響模型，量化道路綜合影響值(表1)，提取綜合影響值大于20會對自然生態系統造成嚴重破壞的道路，借助道路緩沖帶寬度[22]得到其影響范圍：高速公路和鐵路為1 000 m，國道、省道為500 m，縣道為100 m。

表1 道路網絡影響模型的斑塊類型與道路影響劃分準則Tab.1 Patch type and road impact classification based on road network impact model

1.3.3 道路出現前后變化分析及可視化

分別采用景觀格局指數、圖論法和核密度分析法，對比分析道路出現前后生態格局與生態網絡的變化。

(1)道路出現前后生態格局的變化分析及可視化

選取3類共6個景觀格局指數反映道路網絡影響下研究區景觀的破碎化與多樣性[23-26]。包括：密度大小及差異指標——斑塊數目(number of patches，NP)、平均斑塊面積(mean patch size，MPS)；景觀破碎化程度指標——最大斑塊指數(largest patch index，LPI)、斑塊密度(patch density，PD)；景觀多樣性指標——香農多樣性指數(Shannon’s diversity index，SHDI)、聚集度指數(aggregation index，AI)、蔓延度(landscapecontagionindex，CONTAG)。

應用Fragstats 4.2軟件，利用移動窗口法獲取景觀格局指數的空間分布圖，完成可視化分析。根據研究區尺度[27]，選取100 m作為適宜粒度，經反復調試，移動窗口半徑設置為1 500 m。

(2)道路出現前后生態網絡變化分析及可視化

基于圖論法，選取廊道網絡結構分析中常用的網絡測度指標：網絡閉合指數(α指數)、網絡連接度指數(β指數)和網絡連通率指數(γ指數)對生態網絡進行評價。

式中：L為生態廊道數；V為生態節點數。

(3)道路出現前后生態節點變化及可視化

生態節點分為生態關鍵點、生態干擾點兩類。選取生態廊道交點作為生態關鍵點[28]。生態干擾點是人為活動干擾生態過程的聚集區域，可能導致生態廊道斷裂等問題[1]。剔除高架橋、涵洞、山體隧道等能夠作為野生生物遷徙通道的點位后，選取生態廊道與道路的交點作為生態干擾點。利用ArcGIS10.2對生態節點進行提取和可視化分析，最后結合衛星圖進行對比驗證。

2 結果與分析

2.1 研究區生態網絡分析

2.1.1 生態源地識別結果

研究區共計得到25個生態源地(表2)，總面積95 033.26 km2，不同生態源地之間的dPC值差距較大，生境適宜性和景觀連通性有待加強。面積較大及連通性較好的源地都相對集中分布在四川境內，而重慶受其地勢的影響境內的生態源地面積更小(圖2)。

圖2 研究區生態源地分布Fig.2 Distribution of ecological sources in the study area

表2 研究區生態源地統計Tab.2 Statistics of ecological source areas in the study area

2.1.2 生態廊道提取及生態網絡構建結果

根據生態阻力因子權重疊加得到研究區的綜合阻力面(圖3)。結合重力模型共得到重要廊道31條，長度4 127.57 km，一般廊道269條，長度36 735.37 km。生態廊道一定程度形成閉環較均勻地分布在研究區大部分地區，連接南北，橫穿東西，生態網絡內部結構之間具有較好的空間聯系(圖4)。

圖3 研究區綜合阻力面Fig.3 Comprehensive resistance surface of the study area

圖4 研究區生態網絡構建Fig.4 Construction of ecological network in the study area

2.2 道路綜合影響值量化及提取結果

道路系統為經濟社會發展提供支撐的同時，也會影響核心生態源地的連續性及生態系統的穩定性，基于生態源地斑塊提取得到綜合影響值大于20的道路網絡總長度5 167.52 km(圖5)，以成渝高速、渝蓉高速、遂渝高速、成渝鐵路和成達鐵路為主。

圖5 綜合影響值大于20的道路網絡Fig.5 Road network with a combined impact value greater than 20

表3表明，鐵路因其密度低，且大部分選線都在生態源地邊緣，總影響值最低；省道和縣道影響的斑塊最多，是因為這兩種道路的分布范圍最高，最為分散。而高速公路由于在生態源地內部形成了環形結構，導致其綜合影響值遠高于其他道路類型。

表3 研究區各類型道路對生態源地的影響數量與影響值Tab.3 Number and value of impacts of roads in the study area on ecological sources

2.3 道路出現前后生態格局及生態網絡的變化分析及可視化

基于前文得到的25個生態源地，將提取的道路網絡進行疊加，對比分析道路出現前后的生態格局及生態網絡變化。

2.3.1 道路出現前后生態格局的變化分析及可視化

NP指數的高值區受道路影響后呈向內蔓延填充的變化趨勢(圖6)，說明道路會加劇景觀的破碎化程度。草地和水域的NP指數呈現降低的變化趨勢，這是由于它們位于道路的影響緩沖范圍內，在進行道路建設時更易被侵占。MPS指數的低值區主要分布在研究區的宜賓市、巴中市等，在道路和生態用地交錯帶最為顯著，說道路沿線景觀的破碎化最為嚴重。

圖6 道路出現前后密度大小及差異指標NP、MPS指數空間分布

圖7表明，PD指數的空間分布沒有發生明顯變化，但整體呈下降趨勢，表明道路的存在導致生態斑塊之間逐漸分離。研究區北部，即綿陽市、德陽市等區域的LPI值變化明顯，說明該區域景觀內部物種豐富度降低。其中，耕地與林地的LPI指數分別下降了88.87%與58.44%，二者受到的影響最為強烈，優勢景觀的優勢度降低。

圖7 道路出現前后景觀破碎化程度指標PD、LPI指數空間分布

SHDI整體數值降低(圖8)，說明研究區整體景觀類型所占比例趨于均衡化，景觀異質性增加，優勢景觀類型的控制減弱；由于道路的適度干擾轉換為景觀演替驅動力使自然斑塊內部的生態系統多樣性增加，SHDI高值區域的空間分布擴張明顯，尤其是研究區的北部和東部(綿陽市、南充市和重慶城區)。道路出現前后蔓延度指數均處于中等水平，說明雖然受到道路的切割影響，斑塊的空間連續性依舊較強，這是由于人類會有意識的將耕地集中連片分布，而耕地作為優勢景觀類型一定程度保證了研究區的斑塊間具有良好的連接性。

圖8 道路出現前后景觀多樣性指標SHDI、AI和CONTAG指數空間分布

2.3.2 道路出現前后生態網絡變化分析及可視化

格局的破碎化導致物質流、信息流、物種流在格局中的水平流動受阻，從而影響到生態網絡的結構[22]。計算提取得到道路出現后的生態源地分布情況(圖9)。生態源地總面積降至80 393.05 km2，表明約15.41%的生境在道路的作用下喪失。結合景觀格局指數分析結果可知，生態源地的兩大優勢景觀耕地和林地的破碎化導致了生境喪失，大型核心區與自然保護區的重疊減少，大量自然保護區獨立存在，導致源地數量增加(表4)。

圖9 道路出現后研究區生態源地分布Fig.9 Distribution of ecological sources in the study area after road appearance

表4 道路出現后生態源地統計Tab.4 Statistics of ecological source areas after road appearance

構建道路出現后的生態網絡并進行對比分析(圖10)。受到道路影響后生態網絡的空間分布發生顯著變化。由于兩大優勢景觀耕地和林地的連通性降低，斑塊面積減小，研究區重要廊道的數量減少至20條，總長度2 237.14 km，降幅高達45.80%，尤以中部地區為甚。生態源地總數量的增加導致一般廊道增加至721條，總長度44 082.40 km。由景觀格局指數的空間分布變化可知，研究區內部的生態系統多樣性分布不均和斑塊破碎化導致重要廊道在研究區中部存在明顯缺位，表明道路使生態源地間各個物種流廊道的能量傳遞和物質遷移通暢程度均有所下降。

圖10 道路出現后研究區生態網絡構建Fig.10 Construction of ecological network in the study area after road appearance

網絡測度指標α、β和γ指數分別降至0.14、1.18和0.44(表5)。表明受到道路的影響后，生態源地的連接水平與網絡連通率降低，生態網絡中的環路數量偏少，網絡的生態效能降低，節點建設存在著孤立化、點狀化和平面化問題。

表5 道路出現前后研究區網絡連接度評價Tab.5 Evaluation of network connection in the study area before and after road appearance

2.3.3 道路出現前后生態節點變化分析及可視化

研究表明，原有生態關鍵點214個，生態干擾點679個；受到道路影響后，二者數量分別為176個和590個(表6)。生態關鍵點、生態干擾點二者的降幅分別為17.80%、13.10%。生態關鍵點的降幅遠高于生態干擾點，生態網絡結構的穩定性受到較大影響。

表6 道路出現前后生態節點數量變化Tab.6 Changes in the number of ecological nodes before and after road appearance

研究區生態關鍵點的分布由部分聚集轉為分散分布(圖11)，物種遷移的關鍵點之間距離拉遠將削減生態源地間的物種交流，導致區域內部的生態安全格局穩定性減弱。生態干擾點的變化趨勢呈現出以成都和重慶為中心的“雙核”發展趨勢(圖12)，道路對物種遷移等生態過程的干擾逐漸轉移至成都和重慶周邊區域。

圖11 道路出現前后研究區生態關鍵點空間分布

圖12 道路出現前后研究區生態干擾點空間分布Fig.12 Spatial distribution of ecological disturbance points in the study area before and after road appearance

3 討論與結論

3.1 討論

為響應《成渝地區雙城經濟圈國土空間規劃(2021—2035年)(征求意見稿)》“在打造國際性綜合交通樞紐集群的同時筑牢生態屏障”的發展要求，本研究以成渝城市群為研究對象，引入道路網絡影響模型，分析了道路出現后對生態格局造成的生境喪失、破碎化和生態效能降低等影響。研究在選取景觀格局指數時，僅考慮指數之間的關聯而忽略了不同景觀類型對于景觀格局指數的適宜性，今后需根據不同的景觀類型挑選相對應的適宜指數[9]；研究對比分析了道路出現前后生態格局的變化。但道路的影響集中體現在其出現和延伸的過程中[13]，后期研究可選取適宜周期，對道路的延伸過程進行進一步研究。

3.2 結論與建議

本研究以西部地區成渝城市群整體為研究對象，提出并探究了區域尺度道路網絡影響的研究思路。結果顯示：(1)研究區生態源地占總面積的51.37%，核心生態源地主要分布在四川境內，斑塊間連通性良好，生態格局穩定。在道路的直接影響下生態源地數量增加56.00%，面積減少了14 640.21 km2，研究區中部受到的影響最為顯著。其兩大優勢景觀即耕地和林地的景觀連接度受到嚴重影響，整體生態格局呈現破碎化、連續性降低和景觀異質性增加的趨勢；(2)生態源地的變化導致其廊道網絡與生態節點受到影響。重要廊道的長度降幅高達45.80%，網絡測度指標α、β、γ指數分別下降76.67%、38.86%和40.54%，表明生態源地的連接水平與網絡的連通率降低，節點建設存在著孤立化、點狀化和平面化問題。生態關鍵點由部分聚集轉為分散分布，數量減少了17.80%，生態干擾點的高密度分布區呈現以成都和重慶為中心的“雙核”發展趨勢。結果表明：道路出現導致研究區約51.41%的生境喪失，其中道路沿線景觀和優勢景觀的景觀連接度受到嚴重影響，整體呈現生態格局破碎化、景觀分布均衡化的趨勢；生態源地的連接水平與網絡連通率降低使得生態網絡中的環路數量偏少，重要廊道長度減少了1 890.43 km，生態關鍵點數量減少、距離拉遠削減了生態源地間的物種交流，導致生態網絡的生態效能降低，生態安全格局穩定性減弱。

目前國土空間格局優化往往以生態系統自身的空間特征為主，缺乏增強生態系統抗干擾性等目標的相關研究[1]。為有助于落實成渝城市群兩地生態友好道路建設和生態修復，結合研究結果提出以下策略和建議。

(1)推進核心生態源地管控。遵循 “盡量避讓生態空間，優先保護大面積完整生態空間”的國土空間可持續發展原則。通過道路避開斑塊中心、增設廊道防護設施、設立野生動物天橋等措施減少優先保護生態核心源地，減少路網拓展對生態斑塊的分割。

(2)道路合理選線引導國土空間優化可持續發展。二十大報告明確提出要大力推進國土空間開發格局優化，提升生態系統的多樣性、穩定性、持續性。未來道路建設宜采用將交通量引導至已建高等級道路，低等級道路集中緊湊發展的策略來減少生產生活對生態系統的干擾；新建道路選線以低生態功能區域為主要用地來源，盡量避讓林地等高生態功能的用地類型，以保護生態空間不受侵蝕。