基于生態風險空間識別的城市山體生態修復與分類保護策略研究
——以濟南市西部新城為例

肖華斌

安 淇

盛 碩

況苑霖

山體作為城市不可再生的特色自然景觀資源，是城市重要的生態屏障，對城市生態環境保護、景觀風貌塑造和生活品質提升具有重要的作用。然而，隨著中國城市化建設的不斷深入，城市空間持續擴張，大量城市新區建設帶來的不合理的土地開發現象對自然生態系統產生了持續干擾與侵占[1]，處于生態敏感帶的城市淺山區域開始失衡[2]。山體生態修復的技術與方法長期以來都是城市生態修復工作的研究與實踐重點，但整體側重于現狀保護，對如何從“防御”走向“出擊”的主動介入模式手段研究不足[3]。自“城市雙修”戰略提出以來，生態修復作為其整體工作的首要任務，指出要以山體修復等基礎工作為依托，強調通過對影響城市安全格局的關鍵性生態要素進行識別評估，定位城市生態修復重點區域[4]。城市新區是城市外延擴張的重要空間載體，如何在保護與利用城市新區周邊山體、林地等優質自然資源的同時，有針對性地識別生態風險較高、較易遭受破壞的地區，從被動的現狀保護走向主動的生態修復，是城市雙修背景下協調統籌城市生態保護與發展關系的必然趨勢。

1 基于生態風險空間識別的城市山體生態修復方法探索

1.1 城市山體生態修復現狀問題

統覽國內外相關實踐案例，發現城市生態修復的工作方式已由早期的“規劃-設計-實施”，轉變為“調研評估-規劃設計-實施檢測-分析研究”[5]。然而多年來，國內對于城市山體生態修復的理論與實踐大多集中在生態防護修復技術[6]、山體植被景觀優化[7]及山體保護規劃管控[3]三方面，缺少對前期山體現狀特征識別及后期修復效果動態監測的研究，且修復保護工作多針對山體本身，缺乏與城市生態安全格局構建的有效銜接。

1.2 生態風險空間識別方法探索

生態風險評價(Ecological Risk Assessment，ERA)是一種用于支持生態系統管理的有效科學工具[8]，景觀具有高度異質性，采用生態風險評價能夠識別風險受體范圍，衡量景觀空間組分受危害狀況[9]，為區域景觀格局優化與管理提供決策支持。在風景園林領域，專家學者通過生態風險評價方法，探討評估城市自然過程的生態安全問題，并將其用于指導城市空間規劃[10]。王敏等通過運用生態風險評價方法，對城市水系空間進行現狀評價及核心生態問題識別，并以此作為城市岸線規劃及景觀空間組織的依據[11]；邢春暉等基于城市生態風險評價理論構建城市生態格局修復技術框架，以指導城市生態格局細化與生態空間控制線劃定[12]；卡普茨卡(Kapustka)等提出通過構建生態風險評價綜合使用框架，以生態系統服務作為風險判斷及問題制定的潛在終點，評估景觀修復與環境改善的方法與效果[13]。

然而，傳統生態系統評價方法以景觀格局指數作為評價的主要表征，關注景觀生態格局結構形態組成及其空間配置特征，對影響綠色斑塊的具體景觀要素關注不足[14]，難以同后續修復與規劃實踐工作進行有效銜接。受城市建設及人類活動的影響，山體植被景觀存在一定的動態變化過程，研究其植被景觀的變化趨勢，能夠直接掌握與判斷該區域內各項城市開發活動對綠色斑塊所造成的直接或間接影響[15]。因此，綜合生態風險評價與植被覆蓋動態分析結果，能夠綜合考量城市山體區域景觀格局與關鍵景觀要素生態風險時空動態變化，合理構建景觀安全格局構建，指導城市山體生態修復與保護實踐工作。

1.3 基于生態風險空間識別的城市山體生態修復與分類保護研究框架

圖1 基于生態風險空間識別的城市山體生態修復與分類保護 研究框架

基于快速城市化地區面臨的城市山體生態安全問題和生態保護修復的迫切需求，本研究依據生態風險空間識別相關方法探索，構建“風險診斷-空間識別-格局構建-分類保護”的城市山體生態修復的研究框架，為科學制定城市山體生態修復與分類保護策略提供依據(圖1)。

2 濟南市西部新城山體生態風險動態評價

2.1 區域概況

西部新城位于濟南市西北部，包括2個城市新區及大面積城鄉結合區域，總面積約450km2[16]。區域內土地利用現狀多為城市建設用地，丘陵地帶主要分布于研究區域東南側，疏林草地集中，密林分布較為破碎。作為濟南市城市發展總體戰略“西進”的重要增長極，西部新城自2002年開發建設以來，城市建成區面積急劇擴張，建設過程伴隨對其周邊環境中綠色斑塊特別是山體林地的大規模侵占，造成嚴峻的生態環境壓力[17]。

2.2 生態風險動態評價體系構建

2.2.1 生態風險表征指數選取

在人為活動劇烈的景觀中，景觀格局能夠反映人類對自然生態系統的影響方式與程度，通過對景觀鑲嵌體中多重風險源及其累積生態風險效應的綜合性評估[18]，產生的生態影響能夠直觀反映到生態系統的組成與結構中，具有一定的區域性與積累性[19]。本研究使用Fragstats 4.0軟件，從類型尺度(Class-Level Metrics)下，選取PLAND、LPI、TE、ED、AREA_MN、PARA_MN、SHAPE_MN、NP、PD、SPLIT、AI、LSI、Ni共計13個景觀格局指數，構建生態風險評價體系，將除城市建設用地及裸地外的生態要素整體視為能夠為城市提供各類生態系統服務的綠色斑塊，對西部新城2002—2017年山體生態風險進行評估。

2.2.2 生態風險評價模型構建

基于主成分分析理論，以類型尺度下各指標為變量，以大小1km×1km的風險小區為分析樣本，采用Fragstats 4.0軟件計算各景觀格局指數，正向化負向指標，并基于SPSS statistics 20軟件進行歸一化、矩陣KMO檢驗及主成分分析。類型尺度下城市新區生態風險評價模型(ERc)：

式中，ERci為類型尺度下第i個年份各風險小區生態風險值；Ei1、Ei2、Ei3分別為i年份所對應第1、2、3個主成分的特征值；Fin為i年份1、2、3個主成分中載荷絕對值第n位變量歸一化值；Lin為i年份第1、2、3個主成分中載荷絕對值第n位變量載荷值。

2.3 西部新城山體生態風險動態評價

將各年份各生態小區生態風險測度值賦予其中心點上，通過插值分析進行生態風險動態評價結果可視化表達(圖2)，發現：1)研究期間，西部新城山體綠色斑塊生態風險明顯增加，早期的中低生態風險區向較高和高生態風險區不斷轉化，并與城市建設用地擴張趨勢相吻合；2)自2003年起，大學科技園與園博園的相繼建設造成西部新城山體生態風險迅速增加，至2005年，較高和高生態風險區面積達到各年份最高值；3)自2008年開始，隨著大規模開發建設基本完成，山體生態風險逐步降低，與此同時，隨著濟南市開展破損山體整治與山體公園建設，至2014年，研究區域內地表植被恢復，生態風險顯著降低；4)2014—2017年，山體較高和高生態風險區區域面積明顯增加，說明前期實施的山體修復雖有成效，但無法從根本上降低區域內山體生態風險。

3 濟南市西部新城山體植被覆蓋動態分析與高生態風險點識別

3.1 山體植被覆蓋動態分析

《山東省生態修復城市修補技術導則》指出，植被覆蓋指數變化率是反映山體修復水平的重要指標之一[20]。歸一化植被指數(Normalized Difference Vegetation Index， NDVI)是區分植被與非植被，衡量地面植被生長狀況的基本指標之一，是度量植被數量、反映植被覆蓋基本情況的重要參數[21]。通過解譯2002、2005、2008、2011、2014、2017年西部新城遙感影像，計算NDVI發現，2002—2017年，西部新城山體生態修復核心研究范圍內，低覆蓋植被區(NDVI≤0.2)面積明顯減少，中覆蓋(0.2＜NDVI≤0.4)、高覆蓋(NDVI＞0.4)植被區面積顯著增加，且在2005—2014年有較大波動。

NDVI變動情況更能直觀反映山體生態修復的實際效果與動態監測，故采用一元線性回歸公式，計算2012—2017年NDVI值變化趨勢，得到NDVI年際變化率。計算公式如下：

式中，i表示1～n年(n=6)的年序號；NDVIi表示第i年的NDVI值；slope代表2002—2017年NDVI變化趨勢。通過柵格計算進行可視化處理，并將結果分為明顯退化、輕微退化、基本不變、輕微改善和明顯改善5個級別(圖3)。

圖2 2002—2017年西部新城山體生態風險動態變化

圖3 2002—2017年西部新城植被覆蓋面積變化

圖4 西部新城高生態風險點與已有山體修復試點分布

3.2 山體高生態風險點識別

濟南市在2005和2009年分別提出了開展破損山體整治和山體公園建設計劃，通過實地調研和長期監測發現，西部新城內選點多依據其現狀山體破損平面、立面面積大小和植被裸露程度而定，并未考慮到區域內生態風險與植被覆蓋動態變化。根據二者空間分異情況，將生態風險較高和高、植被覆蓋程度低且植被輕微和明顯退化的斑塊識別為高生態風險點。通過對比研究發現，現狀山體修復點多分布于研究區域內山體邊緣地區，城市山體內部仍存在大量高生態風險點(圖4)。此外，西部新城規劃的生態廊道主要承擔景觀風貌提升功能，山體中大片林地斑塊與廊道連接度低，重要戰略性功能斑塊與高生態風險點間缺乏網絡結構聯系。同時受城市開發建設影響，廊道存在連接斷點，廊道連通度與連續性差，生態網絡結構缺失問題顯著。作為西部新城整體生態網絡體系構建與生態安全格局提升的核心組成部分，結合生態網絡結構構建，修復高生態風險點，是西部新城山體生態修復任務的關鍵。

4 濟南市西部新城山體生態修復與分類保護策略

4.1 生態網絡構建與結構優化

整合關鍵空間要素能夠保障生態系統完整性，實現對區域生態環境問題的有效控制，持續改善區域性空間格局[22]。綜合生態風險動態評價與植被覆蓋動態分析結果，識別西部新城山體重要生態源地、一般生態源地、景觀生態廊道、生態修復戰略點等景觀格局組分，構建“源-廊-戰略點”的山體生態保護與修復空間構成體系(圖5)。

1)生態源地。將現狀生態風險低、植被覆蓋程度高、改善程度好且在空間上具有連續性的大型生態斑塊識別為重要生態源地，原則上在其內部禁止任何城市建設擴張行為。同時將生態風險與植被覆蓋中等、植被覆蓋變化較穩定的生態斑塊識別為一般生態源地，作為生態流擴散的預留生態空間。

2)景觀生態廊道。以生態風險中低等、植被覆蓋程度較好、改善趨勢良好的林地斑塊作為生態踏腳石，溝通以生態保育功能為主的重要生態源地，串聯以復育保護功能為主的一般生態源地，彌補現狀廊道斷點及缺失，形成以林網為主體、水系為補充的山體生態網絡支撐結構。

3)生態修復戰略點。以識別的高生態風險點為生態修復戰略點，針對性采取護坡生態改造、植被生境復育、生態友好設計等景觀修復技術措施，連通源斑塊與線形綠廊構成區域生態綠網，使山體生態系統逐步恢復至良性循環。

圖5 西部新城山體生態網絡格局優化

圖6 西部新城山體分類保護與生態修復策略示意

4.2 分類保護與生態修復策略

為提升生態保護與修復規劃實施的可操作性，進一步將西部新城山體分為核心保育區、協調優化區與邊緣修復區，分別制定相應的生態空間修復與發展引導策略。

1)核心保育區。完善現狀被割裂或不完整的景觀生態廊道，整合破碎綠色斑塊，以鄉土植物為主，增加植物生物量與生物多樣性，完善植被喬灌草復層結構，修復與完善生態風險較高、植被覆蓋較低生態斑塊，保護與提升生態風險較低、植被覆蓋較高且變化較為穩定的生態斑塊。發揮生態源地的物種補充與交流作用，結合北大沙河及玉符河構建單側寬度50～100m綠帶，溝通河岸帶兩側現有生態條件較好的淺灘、濕地，在綜合考慮居民可達性及動物棲息距離需要的基礎上，增設小型綠地與生態綠林，并對各戰略點進行植被復綠及破碎山體修復(圖6a)。片區內形成以高植被覆蓋為主的山體密林綠網，結合山體保護線劃定，原則上禁止一切形式的城市建設開發活動，適度允許小規模林業生產與少量低強度的游憩活動基礎設施建設。

2)協調優化區。區域內城市建設用地分布較為密集，生態斑塊平均生態風險高、植被覆蓋程度低，密集分布大量生態修復戰略點。結合戰略點空間分布特征，調整城市綠地水平綠量及垂直結構，保障完整性生態過程，提升生態系統服務功能。同時，合理有序利用城市空間進行“見縫插綠”，通過優化城市綠色空間分布與規模，整合現狀植被條件狀況較好的小型綠地，打造城市景觀生態綠廊，完善城市綠地空間格局，加強山體生態空間屏障作用(圖6b)。此外，宜結合廊道與綠色空間設置少量具有一定強度的景觀游憩設施，合理有序新建部分城市景觀與文化展示生態空間，滿足居民日常游憩及文化需求。

3)邊緣修復區。充分利用山體綠色生態斑塊與城市建設用地交錯形成的生態交錯帶的邊緣效應，根據山體實際情況，有針對性地對各戰略點采取削坡開平臺、砌筑魚鱗坑、基部渣土回填等高效生態修復技術手段(圖6c)。堅持可持續發展理念，發揮交錯帶的自然生態交互作用，鼓勵協同山體、林地、耕地等生態要素設置一定數量、規模的生態空間，結合山體公園建設要求，設置適量中、高強度景觀游憩設施，結合低影響開發、綠色景觀建筑設計、小氣候環境改善等可持續性景觀設計手段，布設可達性高、互動性強、生態友好的綠色公共開放空間，增加山體綠色可視界面，打造滿足居民游憩需求與提升居民生活品質的綠色、生態與活力空間。

5 結語

針對城市山體的保護與修復對策研究一直是城市生態修復規劃實踐的研究重點。以城市自然生態系統網絡為支撐優化城市空間格局，增強城市生態系統功能的理念是支持城市生態規劃設計與提升城市建成環境品質的重要途徑[23]。通過城市山體生態風險空間識別相關方法探索，發現通過結合生態風險動態評價與植被覆蓋動態分析，能夠有效識別生態風險空間，突破傳統山體生態修復策略側重工程修復技術與山體公園建設的局限性。研究嘗試從區域生態安全的視角構建 “風險診斷-空間識別-格局構建-分類保護”的山體生態修復與分類保護研究框架，并基于生態過程完整性與生態系統服務優化提出具體的格局優化與景觀修復策略，以期為山體保護規劃編制與山體生態修復實踐提供理論支撐。此外，由于生態風險評價指標選取的多樣性與城市山體生態系統的復雜性，后續研究應進一步探索景觀生態風險評價相關技術方法，完善城市山體生態風險空間識別研究框架，增強其實踐指導意義。

注：文中圖片均由作者繪制或拍攝。