基于生態敏感性與適宜性耦合的濕地公園邊界規劃探究
——以武漢東湖國家濕地公園為例

張 嫣

紀芳華

裘鴻菲*

張 群

近年來，城市發展與生態保護的矛盾與壓力，是城市濕地可持續發展、充分發揮生態效益的制約因素，濕地公園規劃建設已經成為保護城市濕地的一種重要的有效方式[1]。截至2017年底，國家林業局批復了898個國家濕地公園(及試點)，住房和城鄉建設部批復了57個國家城市濕地公園。

《國家濕地公園總體規劃導則》和《城市濕地公園規劃設計導則(試行)》均指出濕地公園規劃范圍主要考慮濕地生態系統的完整性、地域單元的相對獨立性、與周邊環境的連續性[2-3]。呂慧芬提出濕地公園邊界應權屬清晰，地域范圍相對獨立避免干擾[4]；但維宇等主張根據濕地、周邊環境類型及生態主導因素確定濕地公園的范圍與功能分區[5]。

在濕地公園規劃建設過程中，學者們探討了其邊界范圍確定的實踐方法。劉濱誼提出了保護要素模式界定濕地公園保護區邊界：識別整合保護要素，構建生態格局[6]；侯建麗提出了湖域一體的生態管控邊界劃分方式：以湖泊為基礎，以湖泊的匯水區域為界[7]；王鑫、陳陽等建立了最小累積阻力模型，控制建設用地范圍，模擬與辨識濕地保護界限[8-9]；汪輝運用CLUE-S模型識別了生態敏感區、保護濕地生態區[10]。然而濕地公園邊界劃定仍以水體邊界、行政邊界或道路劃分[11]，剔除了行政管理爭議用地[12]，難以保障對濕地生態系統的完整性管控。

濕地公園的建設，其目的是系統保護和合理利用濕地資源。劃定邊界首先應識別需要保護的生態要素的分布與范圍，其次應以適宜性評價結果作為開發建設參考。本研究基于生態敏感性識別與適宜性評價耦合的方法，以武漢東湖國家濕地公園為例，探索濕地公園邊界的規劃策略。

1 研究區域與研究方法

1.1 研究區域概況

武漢東湖，位于湖北省武漢市中心城區，是中國最大的城中湖之一。1982年東湖風景區被列為首批國家重點風景名勝區，紅線面積110km2。2009—2020年總體規劃將其劃分為漁光、聽濤、磨山、喻家山、吹笛、后湖、落雁和白馬八大景區。

2008年，東湖濕地公園通過國家林業局審批，成為武漢中心城區最大面積的國家級濕地公園，總面積約10.20km2，其中水域面積6.50km2。濕地公園地跨東湖風景區的吹笛、后湖景區(圖1)。

1.2 研究區域現存主要問題

1.2.1 以水岸為邊界

東湖風景區北以歡樂大道，南以喻家山北路為界；西以東湖、水果湖，東以嚴西湖水體岸線為界。邊界全長60.48km，以水岸為邊界的長度為24.72km。東湖國家濕地公園邊界長度16.29km，水體岸線長度27.35km。

東湖風景區邊界超過40%為湖泊水岸，未留有緩沖過渡區域，不利于湖泊及濕地資源的生態保護。東湖國家濕地公園位于東湖風景區內開發建設較少的景區范圍，其他潛在的濕地資源并未劃入濕地公園保護范圍。

1.2.2 行政管理權屬有爭議

東湖國家濕地公園在總體規劃上并未劃定確切邊界，其分布范圍依附于東湖風景區的景區劃分方法，風景資源的開發建設對濕地資源有一定影響。東湖國家濕地公園濕地原生態保護區僅占約25%，其他功能區對濕地的保護建設較少。

東湖南岸與武漢大學、馬鞍山森林公園接壤。不同的用地性質及其管理單位，對濕地資源的保護方式與力度有差異。

1.3 研究方法

本研究以武漢東湖水體500m緩沖區及城市主要道路劃定研究范圍，總面積130km2。采用空間分類分析、最小累積阻力模型及多因子疊加分析的方法，進行生態敏感性因子識別與邊界規劃適宜性評價。

濕地公園的生態服務功能與景觀游憩功能并重，在保護城市濕地資源的同時，其獨特的景觀風貌吸引城市居民來此休閑游憩[13]。本研究從生態保護與景觀營建兩方面篩選敏感性因子與適宜性評價因子。

1.3.1 生態敏感性分析

植被要素既影響濕地生態系統的穩定性，也豐富了景觀要素的多樣性[14]。因此本研究從濕地敏感性、植被敏感性和景觀要素敏感性3個方面識別研究區域內生態敏感性因子的分布。

1.3.2 邊界規劃適宜性評價

本研究以邊界規劃為目標層，以景觀建設適宜性、濕地保護適宜性、游憩可達適宜性為準則層構建評價體系，并用層次分析法進行權重賦值，對研究區域進行邊界規劃適宜性綜合評價。

2 生態敏感性分析

生態敏感性是指生態系統對人類活動干擾和自然環境變化的反映程度。生態敏感性分析對于確定生態環境建設保護區域及對象、定位風景區功能性質有著指導意義[15]。

2.1 濕地敏感性分析

2.1.1 濕地因素提取

濕地水文、濕地土壤、濕地植被被稱為“濕地三要素”，其中濕地的水文特征是濕地形成的發生學因素，可以作為判別濕地的特征，也是多國學者認可的濕地科學定義的首要因素[16]。加拿大濕地工作組提出了淡水濕地下界為枯水期水深2m的標準[17]。我國學者提出濕地常年或季節性積水，水深2m，積水期4個月[18]。本研究通過遙感解譯法識別東湖水體，根據東湖常水位判別湖體水深，結合駁岸形式選取適宜濕地植被生長的自然駁岸段，提取東湖濕地及潛在濕地區域范圍(圖2)。

據統計，東湖主體水體面積33.15km2，水深小于2m區域占總面積的28.65%。超過6m水深區域比例小于1.60%。水體岸線總長215.73km，自然駁岸長度為185.85km，生存著潛在的濕地植被群落。綜上，武漢東湖2～6m水深占69.76%，自然駁岸占86.15%。因此本研究將整個東湖劃入濕地及潛在濕地資源保護范圍。

圖1 武漢東湖風景區名勝區、東湖國家濕地公園及本研究范圍分布

2.1.2 濕地敏感性保護范圍

對研究區域內水體做緩沖區分析，緩沖區間隔距離100、200、500m(圖3)。據統計，水體總面積為44.23km2，占研究區域面積的34.02%；一級緩沖區面積為17.56km2，占13.51%；二級緩沖區面積為21.52km2，占16.56%；三級緩沖區面積最大為31.93km2，占24.56%；其他區域面積為14.76km2，占11.35%。

2.2 植被敏感性分析

2.2.1 植被覆蓋類型

植被覆蓋度是植被的葉、莖、枝在地面垂直投影面積占統計總面積的百分比，是衡量植物群落覆蓋地表狀況的綜合量化指標。本研究采用歸一化植被指數(NDVI)提取植被覆蓋度。

歸一化植被指數法：

式中，B3表示可見紅光波段，B4表示近紅外波段。

分別取累積概率為5%和90%的NDVI值作為NDVImin和NDVImax運算，對植被覆蓋度進行密度分割，將植被覆蓋度分為5個等級(圖4)：高植被覆蓋度(＞70%)占總面積26.69%，較高植被覆蓋度(50%～70%)占總面積15.28%，中植被覆蓋度(30%～50%)占總面積13.47%，較低植被覆蓋度(10%～30%)占總面積16.05%，低植被覆蓋度(＜10%)占總面積28.51%。

2.2.2 植被景觀格局

對植被覆蓋度進行格局分析(表1)，研究范圍內植被覆蓋度低的區域比例最大，斑塊密度小，分離度指數最低，是由于水體占研究區域比例較大所致。斑塊數量最多、斑塊密度最大為植被覆蓋度中等區域，其次為植被覆蓋度較高區域，表明中等、較高植被覆蓋度區域分布零散，連續性差。

據調研，東湖風景區植被覆蓋類型分為3種類型，濕地區以池杉、水杉、落羽杉、垂柳、荷花和蘆葦等植物為主；林地區以馬尾松、柏木、闊葉樹幼苗等常綠、落葉闊葉混交林為主；生產區以苗圃和果木為主。植物群落組合單一、生態穩定性差。

2.3 景觀要素敏感性分析

2.3.1 景點分布

研究區域自然景觀優美、文化深厚。武漢東湖由11個小湖泊組成。沿湖山峰34座，伸入湖中的半島120余個，獨立于水中的小島嶼10余個。生物資源豐富：鳥類資源涵蓋了留鳥、夏候鳥、冬候鳥、季節性遷徙和旅鳥五大類型；植物專類園有武漢植物園、梅園、櫻花園等十余座；人文景觀涉及楚文化、三國文化、近現代革命文化、名人文化、宗教文化、科教文化等，其中以楚文化最為突出。

本研究選取有人工景觀設施的景點43個。根據《風景名勝區規劃規范》中景源價值、環境水平、利用條件和規模范圍4個方面對其風景資源進行評價分級(表2)。

2.3.2 景點連通性

對研究區域內景點進行統計分析，景點之間最大距離10.93km，平均距離3.90km。連通全部景點最短路徑為50.80km。選取景點距離1.50km進行相關性分析，樣點分為4個群組。對景點做緩沖區分析，一級景點300m，二級景點200m，三級景點100m，四級景點50m(圖5)。

2.4 敏感性綜合評價

對研究區域內濕地敏感性、植被敏感性、景觀要素敏感性要素進行空間疊加統計分析(圖6)。研究區域內最敏感區和較敏感區面積為23.40%，集中分布于東湖沿湖岸區域。在進行邊界規劃時，應將生態敏感區劃入濕地保護范圍。

表1 研究區域植被覆蓋度格局指數

表2 研究區域景點區位、名稱及景源級別統計

3 邊界規劃適宜性評價

濕地公園邊界規劃適宜性評價體系，包括濕地保護及公園建設2個方面。濕地保護，以最小累積阻力模型分析研究區域的邊界規劃適宜性。公園建設，一方面是指場地條件對邊界建設的適宜性，包括用地類型與地形坡度；另一方面是指公園邊界對公園景觀可達性的適宜性，包括道路可達性、出入口可達性以及景點可達性。

3.1 單因子分析

3.1.1 景觀建設適宜性

1)用地類型適宜性。

本研究采用武漢市2017年landsat8影像數據，研究區域內城市用地類型分為水體、林地、草地、裸地、農田、道路和建筑7種類型(圖7)。

據統計，水體面積最大44.23km2(34.02%)，林地26.89 k m2( 20.67 % ) ，道路21.03km2(16.18%)，建筑16.37km2(12.60%)，農田12.78km2(9.82%)，草地4.71km2(3.62%)，裸地面積最小4.02km2(3.09%)。開發濕地為林地、農田的現實使中國面臨著濕地銳減的局面[19]。

2)地形地貌適宜性。

本研究采用武漢市中心城區30 m 精度ASTER GDEM地形數據，提取坡度信息并重分類(圖8)。據統計，71.66%的地形坡度小于5°，坡度5～10°占18.40%，坡度10～15°占5.69%，坡度15～20°占2.40%。坡度大于20°占1.85%，集中分布于山體及湖底。坡度越平緩，越有利于邊界的劃定。

3.1.2 濕地保護適宜性

最小累計阻力模型(Minimum Cumulative Resistance，MCR)，可以反映某一生態源對周圍地區的控制和影響所受到的阻礙程度[20]。濕地保護適宜性分析，以濕地為源，根據濕地保護的阻力大小確定不同用地的阻力系數，其表達式為：

式中，Dij為濕地保護源點到區域中某點的空間距離；Ri是區域對濕地保護源點關聯性擴展的阻力系數。將區域內所有源到該處可達性的和作為函數f的自變量取最小值，得到研究區域內對濕地保護難易程度的度量MCR。

初步判斷各用地類型對濕地保護的適宜性大小依次為水體、林地、草地、裸地、農田、道路和建筑。按阻力系數范圍0～100進行排序賦值。構建Cost-distance模型，計算濕地保護源點的最小累積阻力面，提取有效數據得出濕地保護適宜性評價結果(圖9)。

圖2 武漢東湖水深及駁岸類型分布

圖3 研究區域水體緩沖區分析

圖4 研究區域植被覆蓋度分布

圖5 研究區域景點分布與相關性分析

圖6 研究區域生態敏感性綜合分析

圖7 研究區域用地類型分布

圖8 研究區域地形坡度分布

圖9 研究區域濕地保護適宜性分析

圖10 研究區域道路可達性分析

3.1.3 游憩可達適宜性

1)道路可達性。

將研究區域內道路分為三級，城市主干道為一級道路，城市次干道、風景區主干道為二級道路，城市支路、風景區支路為三級道路。對道路做緩沖區分析，緩沖間隔距離50m(圖10)。據統計，研究區域內44.50%道路可達性良好，32.45%道路不可達區域集中分布于水域。

2)出入口可達性。

研究區域內現有建成景區出入口18個，為43個景點分配最近距離出入口，統計出景區入口與景點之間的路徑距離。最長路徑3728m為湖光閣到磨山景區西門；最短路徑33m為煙浪亭到磨山景區東門。結合研究區域道路路網統計景區出入口服務范圍，并做緩沖區分析，緩沖間隔距離150m(圖11)。

3)景點可達性。

采用最小累積阻力模型，以景點為源，根據對景點連通的阻力大小確定不同用地的阻力系數，初步判斷各用地類型對景點連通的適宜性大小依次為道路、草地、裸地、農田、建筑、林地和水體。按阻力系數范圍0～100進行排序賦值。構建Cost-distance模型，計算景點連通的最小累積阻力面，提取有效數據得出景點可達性評價結果(圖12)。

3.2 評價指標權重

本研究運用層次分析法，對各因素進行判斷矩陣排序，確定評價指標的權重[21](表3)。

濕地公園的首要功能是保護濕地資源，據統計濕地保護適宜性權重為0.5245，對濕地公園邊界規劃影響最大，其次為研究區域用地類型。武漢東湖位于城市中心城區，城市化開發建設不利于濕地的保護，因此在用地現狀的基礎上劃定保護邊界，應盡量保護濕地及周邊環境生態系統的完整性。濕地公園還承載了濕地科普教育、城市居民休閑游憩的功能，因此已建設的景區出入口的可達適宜性權重較高。

3.3 評價結果分析

根據濕地公園邊界規劃評價體系指標因子與權重，借助ArcGIS空間疊加分析工具，構建邊界規劃模糊評價模型并繪制分布圖(圖13)。

適宜性評價指數計算公式：

式中，R表示綜合邊界規劃適宜性指數，W表示指標因子i的權重，F表示指標因子i的適宜性值。

據統計，研究區域內適宜做濕地公園邊界區域(適宜性綜合指數為5、4)面積為38.37km2，主要分布于研究范圍邊緣區域。磨山南麓也有部分適宜性指數較高區域，邊界的連通性與完整性，不予考慮。不適宜做規劃邊界的區域(適宜性綜合指數為1、2)面積為65.68km2，集中分布于東湖水域及水岸緩沖區域。

4 武漢東湖濕地公園邊界規劃與保護發展策略

4.1 東湖濕地公園邊界規劃

圖11 研究區域出入口可達性分析

圖12 研究區域景點可達性分析

圖13 研究區域邊界規劃適宜性分析

圖14 東湖濕地公園邊界規劃

濕地公園邊界劃定應充分考慮濕地資源及周邊生態敏感性因子間相互影響作用，打破傳統行政邊界限制，滿足城市居民景觀游憩需求。因此綜合考慮研究區域內生態敏感性因子的分布與邊界規劃適宜性綜合評價結果，通過空間疊加分析，劃定東湖濕地公園邊界(圖14)。據統計，規劃邊界長度51.24km，面積96.06km2。

該邊界劃定覆蓋了研究區域96%以上的生態敏感區域，距離東湖主體水岸最大距離3898.30m，最小距離98.10m，平均距離1207.34m，充分保護東湖濕地及潛在濕地資 源，并保留生態緩沖區域。該邊界主要沿道路劃定，少數區段分割了風景區、學校、居住區等不同管理單位的用地，盡量避免區域管理的分歧。

表3 適宜性評價指標體系各因子適宜性指數及權重分布

4.2 保護發展策略

4.2.1 因質而異的保護方法

濕地是脆弱的生態系統，保護濕地資源應保持其完整性，減少人為干預[22]。此外對東湖濕地資源的開發建設，需對濕地資源做進一步的生態健康評價，針對濕地資源不同的生態健康等級，選取不同的保護方法。對健康等級較高的原生濕地區域，應隔離保護，嚴格控制開發建設，并預留緩沖保護區。對健康等級較低的濕地區域，識別對其生態穩定性影響較大因子，制定濕地生態修復策略[23]。

4.2.2 因地而異的管理制度

城市公園的開放消除了圍墻界定，提高了公園滲透性[24]，也對公園格局產生了重大影響[25]。濕地公園更應打破行政管理劃定的范圍，其邊界規劃更多意義上是嚴格劃定濕地資源的保護范圍，維護濕地生態系統的穩定性與健康性。濕地公園邊界范圍內覆蓋了不同性質的用地類型。首先嚴格控制各類用地對濕地資源的侵蝕，其次應針對不同用地制定相應的濕地保護及管理策略。

風景區合理建設濱水景觀，形成濕地資源保護的彈性空間[26]。環湖道路應嚴格控制機動車的通行，采取道路雨水過濾收集措施，避免地表徑流污染源直接進入湖泊與濕地。居住區、農用地等應嚴格控制污水排入湖泊，避免造成濕地資源水質污染。

4.2.3 因景而異的建設策略

對濕地景觀資源建設，應減少對濕地生態系統的干擾，景觀設施以科普教化設施類為主。濕地水文、濕地土壤、濕地植被是濕地景觀區別于其他景觀的典型要素，也是濕地生態系統重要的組成部分。對濕地公園進行景觀建設，應引導濕地水體進行自修復，保護濕地土壤，合理配置植被，使其自身進行生態修復，演替形成穩定的植被群落。

5 結語

本研究從濕地公園邊界規劃建設的視角，識別了濕地、植被、景觀要素的生態敏感性因子，從景觀建設、濕地保護及游憩可達三方面構建了適宜性評價體系，根據敏感性因子分布與適宜性評價結果劃定了武漢東湖濕地公園邊界范圍。濕地是復雜且脆弱的生態系統，濕地資源類型、生態敏感性因子、生態穩定影響因子的不同，使其保護方法與策略存在差異。對于濕地資源的全面保護有待多學科交叉探索。