城市密集建成區生態廊道體系規劃研究

劉婕

摘 要：眾多城市經歷了高速的城市化發展，形成了城市的密集建成區，建設用地連綿、生態用地破碎嚴重、生態安全問題尤為突出。此類地區由于用地緊張，難以騰挪出大面積土地規劃生態斑塊，因此建立互聯的生態廊道，充分發揮綠地系統整體規模效應，對保護密集建成區生態安全格局顯得尤為重要。文章以廣州市都會區為例，在GIS技術的支撐下，采用最小耗費距離模型、障礙影響指數方法評估生態連接度，擬定生態廊道最佳路徑，并考慮控規可實施性劃定生態廊道體系空間邊界，優化了廣州密集建成區的綠地布局。生態廊道體系規劃方法與論證過程，可為其它城市密集建成區綠地系統優化提供技術參考。

關鍵詞：城市密集建成區；生態廊道；生態安全格局

改革開放后，我國的經濟高速成長，令城市建設取得了舉世矚目的發展成就。然而與此同時，城市空間資源利用與生態環境保護的矛盾日益凸顯。尤其是城市密集建成區作為城市人口與建設集聚的核心區域，城市建設用地連綿發展、生態用地面積逐年減少，孤島化、破碎化的生態綠地，導致城市生態調控能力和恢復能力急劇下降[1]，城市生態安全問題尤為突出。

為了減少城市綠地的破碎化，生態學家和生物保護學家開始提倡通過規劃和發展城市綠地生態廊道來維持和增加綠地的連接[2]。連接的綠地斑塊可以促進基因流動、協助物種遷移，對于生態安全格局維護起著至關重要的作用[3]。因此，對于難以騰挪出大面積土地規劃生態斑塊的城市密集建成區，建立生態廊道鏈接生態斑塊，能起到充分發揮綠地系統整體規模效應的作用。

本文以廣州市密集建成區——都會區為例，探索了特大城市密集區更為有效的生態保護與建設途徑，從而切實改善城市宜居環境品質，以期為其他城市綠地系統規劃與建設提供參考。

1 城市密集區生態廊道體系規劃方法研究

本文生態廊道體系是指包括帶狀生態空間及其聯系的面狀生態區，是以連接和貫通為特征的，由水系、農田、山林地、各類城市綠地及部分低密度、低強度建設地區構成的空間網絡體系。

1.1 生態廊道分級及寬度間距設置

生態廊道分級是確定生態廊道體系規劃的基礎和前提[4]。基于生態廊道的分級，才能根據其承載的不同功能，明確相應的合理尺度及選線。

根據不同尺度下生態廊道的主導功能用途，構建區域生態廊道、組團生態廊道、綠道三層級的生態廊道體系。結合相關研究，根據服務功能需要，設置不同等級的生態廊道寬度與間距要求（表1）。

1.2 線路選擇

（1）識別生態斑塊

基于宏觀規劃及區域山水格局分析，識別重要的生態斑塊，包括風景名勝區、森林公園、河流水庫、主要河涌、基本農田等。

（2）生態連接度評估

潛在的生態網絡是由源的質量、源與源之間不同土地利用類型的景觀阻力決定的[5]，采用最小耗費距離模型、障礙影響指數方法計算生態連接度，辨別出潛在生態連接度地區以及生態連接度高度喪失地區，從而選擇生態廊道最佳路徑。

（3）細化生態廊道邊界

在擬定的生態廊道路徑基礎上，結合不同等級生態廊道寬度設置，明確各級生態廊道控制范圍。按標準初步劃定生態廊道，結合對應區域控規與建設用地現狀，進行邊界局部校正，形成生態廊道布局方案。

3 規劃實踐

3.1 區域概況

廣州位于珠三角中部，北依白云山，南臨珠江，在珠三角地區承擔著重要的生態職能。

利用1986年、1995年、2000年和2010年TM遙感影像進行建設用地解譯。結果顯示，廣州市都會區建設用地從1986到2010年增長約400平方公里，生態綠地退縮430平方公里。至2010年，都會區除珠江水系水體，其他區域已基本不存在連續的生態廊道系統。

利用Fragstats對都會區生態綠地景觀格局進行測度，2010年斑塊數量是1986年的13倍。生態綠地從90年代到2000年破碎化速率最快，同時斑塊聚集度逐年下降。

3.2 數據來源

本文采用數據為2007年廣州市土地利用調查數據，廣州市1986年、1995年、2000年和2010年TM遙感影像數據，廣州市城市綠地系統規劃（2010-2020）修編基礎數據。

3.3 基于生態連接度評估確定都會區生態廊道結構

識別都會區中應重點保護的生態斑塊，在此基礎上根據不同種類人工建設用地類型的生態影響特征，確定3種人工障礙用地類型（人為影響發生源），并參考相關研究成果和廣州市實際情況確定其障礙影響指數計算的權重參數，計算出不同障礙類型對數函數曲線的形態調節參數（表2）。

將研究區所有景觀組分按照性狀相近的原則合并成6種不同的人為影響傳播介質類型，以便確定最小耗費距離計算的影響矩陣（阻力層）。計算不同介質類型障礙系數和阻力值如表3所示，阻力值An代表了每種受影響土地類型在有影響的距離內的最大阻力值。

利用最小耗費距離模型，分別以B1、B2、B3為源。以V1-V6為阻力面，計算出3種人工障礙用地類型對廣州市不同類型用地的最小耗費距離ds，然后分別計算出3種人工障礙用地類型的障礙效應Ys；再通過Y=■Ys計算出總人工障礙效應Y；最后將Y等間距分為0～10級來代表障礙影響指數BEI的程度差異，并在空間上予以直觀表達，用以反映各種人工建設用地類型在景觀內部綜合障礙效應的空間分異特征。

從廣州市都會區障礙影響指數（BEI）分級的空間分布情況看，低程度影響（BEI 1～5）區域主要分布在北部地勢較高、受人為干擾較少的山地以及南部大片農田分布區，生態用地主要是受到區域性交通干線以及部分村鎮建設的分割。

在綜合考慮人工障礙效應、距離效應、相鄰土地利用類型和植被類型等多方面影響的情況下，基于林班圖和土地覆蓋類型選取的10公頃以上的城市綠地和林地作為源，以BEI為阻力面，計算生態用地的耗費距離，制定都會區生態連接度ECI分級。

從不同ECI區域的面積比重分布看，無連接區域（ECI=1）占都會區總面積的31.53%，低連接度區域（ECI=2）占都會區總面積的23.64%。由于建設用地對自然景觀的阻礙作用，無連接和低連接區域主要分布在建成區及其邊緣。極高連接度區域占都會區總面積的30.94%，由于都會區邊緣有大型連綿山體，境內水系豐富，這些自然景觀是主要的高連接度區域。而處于中間層次的中等連接度（ECI=3）和高連接度（ECI=4）區域合計面積比重只有不到14%，未表現出明顯的過渡型分布特征。

對低連接度及以上地區，保持或提高連通性。對生態連接度高度喪失地區，增補生態廊道，從而確定都會區生態廊道結構（圖1）。

3.4 都會區生態廊道邊界劃定

為協調相關規劃，面向落地，提高生態廊道體系規劃的可操作性，按照控制性詳細規劃的用地性質及地塊劃分、現狀建設情況對生態廊道的空間邊界進行細化及修正。

最終劃定廣州都會區生態廊道體系方案（圖2）。都會區生態廊道面積達到585.2平方公里，占都會區面積43.7%。其中區域生態廊道約長293.4公里，面積達530.9平方公里；組團生態廊道約長189.5公里，面積達54.3平方公里；城市綠道約長868.9公里。

4 結束語

本文基于GIS平臺，利用最小耗費距離模型和障礙影響指數、生態連接度指數計算方法，辨別都會區潛在生態連接度地區以及生態連接度高度喪失地區。結果表明，城市綠地和人工障礙物是導致都會區障礙影響指數空間分異的主要景觀成分類型，現狀生態資源用地類型呈現明顯的碎裂化和孤島狀分布格局。而城市密集建成區建設用地擴張過程中的無序性和不合理性是導致生態連接度降低的真正原因。在拆建成本極高的城市密集建成區，建設大面積的生態保護區等顯得不太現實。構建增加生態斑塊連接性的生態廊道、形成生態網絡，是保障城市密集建成區生態安全的最有效、最具實施性途徑。

下一步，在劃定的生態廊道體系基礎上，還應開展分類建設指引研究。從邊界控制、土地使用、指標控制、建設引導四大方面制定生態廊道控規指引，拓寬現有控規圖則管控指標，有效指導層次規劃落實生態廊道規劃地區建設要求，強化生態與開敞空間的剛性管控。

參考文獻

[1]曾輝，夏潔，張磊.市景觀生態研究的現狀與發展趨勢[J].地理科學，2003，23（4）：484-492.

[2]Paetkau D， Waits L， Clarkson P，etal. Dramatic variation in genetic diversity across the range of North American brown bears. Conserve Biol，1998， 12 （2）： 418-429.

[3]Brown JH， Kodrick-BrownA. Turnover rates in insularbiogeography： effectof immigration on extinction. Ecology， 1977， 58： 445-449.

[4]李王鳴，等.城鎮生態廊道規劃研究——以浙江湖州市埭溪鎮為例[J].城市發展研究，2010，17（3）：75-79.

[5]孔繁花，尹海偉.濟南城市綠地生態網絡構建[J].地理科學，2008，28（4）：1711-1719.