喀斯特區城市遺存山體野境自然野性評價
——以貴陽為例

楊興藝, 包 玉,2, 王志泰,2,*, 陳信同, 方周怡

1 貴州大學 林學院,貴陽 550025 2 貴州大學 風景園林規劃設計研究中心,貴陽 550025

隨著全球城市化的進程,人類與自然之間的聯系正在急劇減弱,這一現象被稱為“體驗的滅絕”[1]。體驗的滅絕不僅會減弱人們在生態保護方面積極的情感、態度和行為,也會給人類自身的健康和福祉帶來負面影響[2—3]。城市野境是城市人工環境中以自然而非人為主導的土地,這片土地上的生態過程能夠在人的干預之外進行自然演替,它的主人是土地本身和其上自由棲息的生命[4]。由于城市聚集了絕大多數人口,因此城市區域中的野性自然,將成為重新連接人與自然的重要紐帶[5]。由于人們對城市野境的價值和重視程度不夠,使其遭到大量的破壞和人工化的利用,因此城市野境的保護和生態修復刻不容緩[3]。

關于城市野境評價與識別等相關領域的研究近年來引起了學者們的關注[4,6],但相關研究成果仍然較為缺乏。而與之相對應的自然環境中的荒野質量評價是當前研究的熱點,已有豐富的研究成果,并在荒野識別、荒野地命名及相關保護策略制定等方面起到了非常重要的理論支撐意義[7]。在過去30年中,在全球尺度上開展了荒野評價,揭示了世界剩余荒野的模式和趨勢[8]。Lesslie提出并發展了“荒野質量連續譜”概念[9]。Carver等利用空間數據來映射指定荒野地區荒野品質的變異性和分布格局,構建了基于GIS的加權線性組合法[10]。在后來的研究中,不同的學者應用這一方法對不同區域、不同類型的荒野質量進行了評價和繪圖,并就本方法中的指標選擇和各層級指標之間權重分配進行優化。有學者基于GIS的WLC法對瑞士山區景觀中的荒野質量進行了評價[11]。Müller等將這一方法應用于丹麥荒野質量評價,結果表明基于GIS的WLC法可以有意義地應用于調查和評價高度人為活動景觀中的相對野生區域[1]。Cao等通過對比和集成布爾運算(Bealoon)和WLC兩種方法,對中國大陸國土尺度荒野進行了評價與繪圖,結果表明綜合布爾算法和WLC形成的集成地圖可以有效地識別荒野斑塊[3]。綜上所述,基于GIS的多路徑評價模型的經典方法——線性加權組合評價法是自然背景中荒野評價最常用的方法[12]。

對評價結果進行分級分類,以識別荒野、劃定荒野保護地是荒野質量評價的科學意義所在。荒野概念的相對性是荒野質量評價的前提,通過輸入全部范圍的數據來繪制荒野連續體[13],然后確定最野性和最不野性的地點以及介于兩者之間的所有點,可以顯示荒野質量的變化[8]。Lin等將中國西南三江并流區域的荒野連續體劃分10個層次,指出其中第1個層次作為荒野地區應受到保護[14]。曹越等在中國大陸國土尺度荒野地識別與空間分布研究中,將荒野連續體分為高質量荒野地、較高質量荒野地、中質量荒野地、低質量荒野地和其他土地5大類[15]。Radford等通過分割荒野連續體,將位于前10%和前25%的地區確定為瑞士的兩種荒野地區[11]。

綜上所述,野性評價是深刻理解和客觀認識城市野境的重要手段,是深入開展城市野境相關研究的前提,是從城市自然遺存生境中篩選城市野境并對其進行排序和優選的決策基礎。但是,當前關于城市野境野性評價的相關研究未見報道。借鑒荒野評價的方法,根據城市野境的定義,結合喀斯特多山地區城市遺存山體的特點,科學構建喀斯特多山城市遺存山體野境自然野性評價指標體系,量化城市遺存山體野境識別的篩選標準具有十分重要的意義。

以貴州高原為中心的中國南方巖溶地區,是全球喀斯特發育最典型、最復雜、景觀類型最豐富的一個片區,也是面積最大、最集中的生態脆弱區[16]。黔中地區以孤峰和峰林為主的特殊地貌形態,使得該區域城市擴展過程中大量規模不等的喀斯特山丘以島嶼或類島嶼狀的(半)自然殘余生境的形式遺留在異質城市人工建成環境中[17—19]。這些保留了原有生境的城市遺存自然山體在完全人工化的城市環境中可以被認為是城市遺存山體野境(URMWs)。然而,在城市化建設的過程中,多山城市因用地緊張,存在“向山要地”的思想,導致大量城市遺存山體遭到破壞,生態平衡被嚴重影響[19—20]。因此認識城市遺存山體野境在連接人與自然關系、保護生物多樣性、維持生態系統服務、促進人類身心健康等方面重要和獨特的價值,保護城市遺存山體的野境地對多山城市生態環境建設和高質量可持續發展具有十分重要的意義。本研究以典型的喀斯特地區多山城市——貴陽市的城市遺存自然山體為研究對象,構建多山城市的遺存山體野境自然野性的評價指標體系,科學確定城市遺存山體野境自然野性的判斷閾值,為識別城市人工環境中城市遺存山體自然野境地提供科學依據,為喀斯特地區多山城市制定城市野境保護策略以及城市生態修復等實踐提供理論參考。

1 研究區概況與研究對象

1.1 研究區概況

貴陽市地處貴州省中部,位于北緯26°11′至26°55′,東經106°07′至107°17′之間,地貌屬于以山地、丘陵為主的喀斯特丘原盆地,海拔高度880—1659 m,總地勢西南高、東北低。氣候屬于亞熱帶濕潤溫和型氣候,年平均氣溫為15.3℃,7、8月平均氣溫23.2℃,年平均降水量為1129.5 mm,年平均相對濕度為77%,被稱為“中國避暑之都”。至2020年底,建成區面積369 km2,常住人口598.70萬,建成區內及周邊遺存有539座大小、相對高度不同的喀斯特自然山體,多以孤峰與峰叢的形式存在,形成了獨特的“城在山間,山在城中”的城山鑲嵌的景觀格局[21—22]。

1.2 研究對象

為使本研究具有代表性和可行性,基于高分辨率遙感影像(0.5 m空間分辨率)和實地踏查,在貴陽市中心城區建成區內,剔除受城市建設影響形態不完整、原有植被被破壞或明顯人為栽植的山體,在形態相對完整、原有植被保持較好的城市遺存山體中隨機選取18座面積大小不一、相對高度不一城市遺存山體做為研究對象(圖1),所選山體的基本信息見表1。

圖1 城市遺存山體野境樣本山體分布圖Fig.1 Distribution map of the sample urban remnant mountain wildernesses

2 研究方法

2.1 指標選取和權重分配

通過查閱相關文獻[6—15],依據城市野境現有定義,參考荒野評價指標體系研究結果,結合研究區城市遺存山體的基底特征,遵循科學性、代表性、可行性、綜合性和可持續性的原則,篩選與城市遺存山體野境自然野性相關的各類指標,采用德爾菲法對初步評價指標體系進行調整,結合實地調查驗證指標的適宜性,最終選擇從山體特征、動植物特征、環境特征三個方面構建評價指標體系(圖2)。

采用綜合權重法[23]確定正式指標權重(Zj,j=1,2,3,…,n),綜合權重法計算公式如下:

Zj=βWj+(1-β)Wj′

式中:Wj(j=1,2,3,…,n) 為層次分析法所得正式指標體系權重;Wj′(j=1,2,3,…,n) 為熵值法所得評價指標體系權重;β為綜合權重法偏好系數,且0≤β≤1,綜合相關專家意見后確定β值為0.6。德爾菲法指標篩選、層次分析法權重確定和綜合權重法專家偏好系數值確定中,專家庫由20名在相關領域工作的專家組成。

表1 樣本山體基本信息

圖2 城市遺存山體野境自然野性評價流程圖Fig.2 Flow chart of natural wildness evaluation of urban remnant mountain wilderness

2.2 指數數據獲取與處理

2.2.1城市遺存山體特征指標數據獲取

山體特征(MC)是對山體地形的一種度量。選擇垂直投影面積(PA)、表面積(SA)、地表粗糙度(LSR)、相對高度(RH)、地表曲率(SC)、平均坡度(AG)作為山體地形特征(MTC)指標。自然滑坡面積占比(PNLA)和人工開挖面積占比(PEEA)作為山體完整度(MI)指標。山體特征指標量化方法及含義見表2。

表2 城市遺存山體特征指標與含義

本研究采用2020年Pleiades衛星影像圖(0.5 m空間分辨率,含30 m DEM高程圖),參照《土地利用現狀分類標準(GB/T 21010—2017)》《城市用地分類與規劃建設用地標準(GB 50137—2011)》等相應的國家標準和《貴陽市城市總體規劃(2009—2020年)》等資料,將土地利用類型分為居民用地、公共用地、商服用地、工業用地、交通用地、物流倉儲用地、共用設施用地、綠地、水域、農林用地、其他非建設用地、城市遺存山體(參考研究區1∶10000地形圖)[24—25]12類,在ArcGIS 10.2平臺對衛星影像進行人工目視解譯,建立土地利用空間數據庫。以DEM圖像為數據源提取高程、坡度、表面積等數據,建立地形因子數據庫。

2.2.2動植物特征指標數據獲取

植被特征(VC)指標選擇植被覆蓋度(FVC)、植被凈初生產力(NPP)、物種豐富度(SR)、物種多樣性(SD)、優勢種(DS)、原有植物(OP)。其中物種多樣性選用Shannon-Wiener多樣性指數、Simpson指數和Pielou均勻度指數進行描述。指標具體計算方法和含義見表3。

表3 植被特征和環境特征指標與含義

采用分辨率30 m的Landsat 8 OIL數據(2020年5月14日和6月28日兩期影像),利用ENVI 5.3平臺對數據進行輻射糾正、大氣校正、影像裁剪裁剪等預處理,2020年的氣象數據(降水數據、溫度數據、輻射數據)來源于中國氣象局,作為計算NDVI值和NPP的數據源。

運用群落樣地調查法,調查所選樣山的植被特征(VC)、山體聲環境(MSE)、山體生境(MH)、動物偶遇機會(AC)等指標；分別在每個樣山的山頂、山腰和山腳設置三條取樣帶,每條取樣帶上在東、南、西、北4個方向設置植被群落調查取樣點,每點設置30 m×30 m的調查樣地,樣地內分別設10 m×10 m喬木樣方5個,每個喬木樣方按5點法設置3 m×3 m灌木樣方5個、1 m×1 m草本樣方5個(圖3)。其中AC是通過調研記錄在每座樣山上遇到的鳥類(B)、兩爬類(TCC)、哺乳類(M)、昆蟲類(I)動物的數量。

圖3 樣方設置示意圖Fig.3 Sample setting diagram

2.2.3環境特征指標數據獲取

環境特征(Environment Characteristic,EC)包括城市遺存山體區位關系(MLR)、山體生境(MH)和山體聲環境(MSE)三類。MLR量化包括空間位置(SP)和鄰接用地類型(Adjacent Land Type, ALT)。以市中心的標志性建筑物作為中心點,計算城市遺存山體到達該點的最短距離,得到山體的相對空間位置。基于解譯的研究區土地利用類型圖,統計樣本山體周圍100 m范圍內的鄰接用地類型。基于專家意見給山體鄰近用地類型進行賦值(1—6分),其中工業用地、交通用地和物流倉儲用地計1分,公共用地、商服用地、共用設施用地計2分,居民用地計3分,其他非建設用地計4分,水域、農林用地計5分,綠地、城市遺存山體計6分,統計每一座山體鄰近用地類型的分數。

MH量化指標[27]包括巖石裸露率(RE)、土壤覆蓋度(SCE)、土壤平均厚度(AS)。RE計算方法見表3。SCE是基巖上的各種成因的土層占總測量面積的百分比。根據野外調研,在每個樣方隨機選取1 m2的土壤覆蓋處,用高分辨相機拍下照片,通過ArcGIS 10.2、ENVI 5.3等軟件分析出土壤覆蓋度。在每個樣方用鋼釬插入土壤,記錄土壤厚度,多次測量,最后得到該樣方的土壤平均厚度[27]。

MSE指標包括環境聲壓級(ES)、響度(L)、音色參數(TP)。本研究從聲學的物理和心理兩方面選取指標[33]。物理聲學參數主要為ES,心理聲學參數主要包括ES和TP,TP選取聲音尖銳度和粗糙度取平均值量化。環境聲壓級用SMART SENSOR AR844分貝檢測儀進行測量,儀器在測量前經過校準,誤差小于0.3 dBA,在樣方內多次測量記錄下,去掉測量數據中的最高值和最低值后取平均值。錄音設備采用TASCAM DR-05錄音機,在每個樣方錄制60 s,錄制時避免發出噪音。得到的錄制音頻均輸入LMS TestLab17軟件的Signature工具下進行分析,計算得到音頻的響度、聲音尖銳度、聲音粗糙度。

2.3 城市遺存山體野境自然野性評價與閾值確定

線性加權組合評價法(WLC)是各種評價中最常用、最簡潔、最成熟的方法[34],也是自然背景中荒野評價最常用的方法。將各指標權重確定為集合W,W=(w1,w2,…,wn)；對各山體指標進行歸一化[35]處理,并確定為集合X=(x1,x2,…,xn)；最后按照線性加權組合模型,得到城市山體野境自然野性綜合評價值S(圖2)。計算公式為:

式中,Wi為第i個指標指數的權重,Xi為第i個指標得分,n為指標個數。

采用正態分布法和專家診斷法相結合的辦法確定遺存山體野境自然野性的閾值[36],其主要作用在于界定系統所處狀態的臨界點,判斷研究對象是否需要進行修復、改善等措施的重要依據。對各山體野境自然野性進行分布檢驗,顯示數值呈正態分布,說明該方法可用,并結合專家評判確定最終閾值[36—39]。將城市喀斯特山體野境的野性按四級劃分,分為很野性、野性、一般、無野性,具體分級標準如表4所示。以上數據的統計分析均在Excel、SPSS 17.0軟件中實現。

表4 城市遺存山體野境自然野性分級標準

3 結果與分析

3.1 城市遺存山體野境自然野性評價指標體系

表5為城市遺存山體野境自然野性評價指標體系構成與其權重分配結果。指標體系由3個準則層、7個指標層和26個評價因子構成。3個準則層指標的權重值從大到小依次為:動植物特征(0.4486),山體特征(0.3679),環境特征(0.1835)；7個指標層的權重值從大到小依次為植被特征(0.3463),山體地形特征(0.2516),山體完整度(0.1163),動物偶遇機會(0.1023),山體生境(0.0997),山體區位關系(0.0611),山體聲環境(0.0227)。在26個評價因子中,FVC(0.1017),SR(0.0841),PNLA(0.071)的綜合權重值均大于0.07；SA(0.0603),RH(0.0601),NPP(0.0586),PA(0.0544),DS(0.0538)綜合權重值在0.05-0.07之間；TP(0.0057)權重值最低。

3.2 城市遺存山體野境自然野性評價

3.2.1城市遺存山體野境自然野性評價因子量化

對每座樣山的26個評價因子進行量化,并對其進行歸一化處理,最后得到各樣山的自然野性評價因子值(圖4)。分析得出,各樣山之間的PNLA(0.87±0.22)、PEEA(0.67±0.28)、P(0.66±0.25)評價因子的平均值較高,SA(0.18±0.26)、PA(0.22±0.26)、LSR(0.22±0.26)評價因子的平均值較低。所有樣山的26個評價因子的平均值為0.46±0.15。

3.2.2城市遺存山體野境的山體特征評價

圖5是城市遺存山體的山體特征指標的量化評價結果。圖5 表明MW11(0.79)和MW10(0.70)的山體地形特征因子評價值最高,MW6(0.06)和MW16(0.13)兩座山體的最低,樣本山體山體地形特征指標評價平均值為0.34±0.19。從各樣山山體完整度因子評價結果(圖5)可以看出,18座樣山的山體完整度指標評價平均值為0.77±0.21,其中MW8(0.99)、MW5(0.99)和MW16(0.91)的評價值較高,MW2(0.04)和MW11(0.51)的評價值較低。圖5顯示MW10(0.80)和MW12(0.73)山體特征的評價值較高,MW2(0.21)、MW7(0.43)的最低,山體特征準則層的平均值為0.56±0.13。

3.2.3城市遺存山體野境的動植物特征評價

從植被特征(VC)和動物偶遇機會(AC)兩個方面量化山體的動植物特征(APC)。各樣山植被特征的評價結果(圖6)表明,MW7(0.71)和MW18(0.61)兩座山體的評價值較高,MW8(0.25)和MW9(0.32)兩座山體的評價值較低,植被特征指標的平均值為0.45±0.11。各樣山動物偶遇機會評價結果(圖6)顯示,MW5(0.58)和MW4(0.54)的評價值較高,MW8(0.29)和MW10(0.27)的評價值較低,動物偶遇機會評價指標的平均值為0.43±0.07。由圖6可以看出,MW7(0.57)和MW5(0.57)的動植物特征評價指標的評價值最高,MW9(0.36)和MW8(0.27)的評價值較低,動植物特征準則層評價的平均值為0.44±0.07。

表5 評價指標體系構成與權重分配

3.2.4城市遺存山體野境的環境特征評價

城市遺存山體的環境特征(EC)指標的評價值由山體區位關系(MLR)、山體生境(MH)和山體聲環境(MSE)3個指標加權求和所得。圖7 表明,在山體區位關系指標因子MW8(0.92)和MW11(0.76)兩座山體的評價值高于其它山體,MW15(0.10)和MW5(0.09)兩座山體的評價值低于其它山體,18座城市遺存山體的平均值為0.47±0.23。各樣山山體生境指標評價值(圖7)可以看出,MW14(0.86)和MW1(0.81)的評價值較高,MW3(0.22)和MW12(0.04)的評價值較低,山體生境評價指標的平均值為0.43±0.21。山體聲環境指標評價值結果(圖7)顯示,MW4(0.67)和MW10(0.64)的評價值較高,MW17(0.37)和MW18(0.34)的評價值較低,平均值為0.53±0.09。各樣山環境特征準則層評價的平均值(圖7)為0.48±0.12,其中MW11(0.71)和MW8(0.67)的評價值較高,MW12(0.29)和MW5(0.28)的評價值較低。

圖4 每座樣山自然野性評價因子值Fig.4 Natural wildness evaluation factor values of each sample mountain

圖5 各樣山山體特征評價值Fig.5 Evaluation value of mountain features of each sample mountain

圖6 各樣山動植物特征評價值Fig.6 Evaluation value of animal and plant characteristics of each sample mountain

圖7 各樣山環境特征評價值Fig.7 Evaluation value of environmental characteristics of each sample mountain

3.3 城市遺存山體野境自然野性判斷閾值與分級3.3.1 城市遺存山體野境自然野性綜合評價值閾值

圖8可以看出,18座城市遺存山體野境自然野性綜合評價值的頻率基本符合正態分布,因此可以采用正態分布結合專家診斷的方法確定閾值。城市遺存山體自然野性綜合評價值的閾值下限是0.43,低于此值則判斷為無野性的山體野境。表6列出了各評價指標的閾值,其中MI閾值是0.82、MSE閾值0.55、MLR閾值0.49、VC閾值0.46。說明MI、MSE、MLR、VC是構成城市遺存山體野境自然野性綜合評價值得主體要素,而山體完整度的閾值高達0.82,說明其是決定城市遺存山體野境自然野性的關鍵因素。

圖8 城市遺存山體野境自然野性綜合評價值正態分布圖 Fig.8 Normal distribution map of natural wildness comprehensive evaluation value of urban remnant mountain wilderness

3.3.2城市遺存山體野境自然野性綜合評價與分級

表7是通過加權求和法測算得到的每座城市遺存體野境自然野性綜合評價結果。所選樣山自然野性綜合評價值的平均值為0.44±0.07。其中,MW18(0.61)的綜合評價值最高,高于平均值的0.17,MW11(0.34)的綜合評價值最低,低于平均值的0.1。

通過期望值與標準差確定的分級標準(表7),將城市遺存山體野境的自然野性劃分為:無野性、低野性、中野性、高野性4個等級。從低等級到高等級的山體占樣山數量比例分別是44.4%、27.8%、22.2%和5.6%。具有自然野性的山體數量和面積占所選樣山總數量和總面積的比例分別為:55.6%和75.6%(圖9),這些山體共同構成了貴陽市具有自然野性的野境景觀。

高野性等級的城市遺存山體野境是位于貴陽市建成區西南的MW18樣山。此樣山的自然野性綜合評價值是0.61,面積為15.86 hm2,占樣山總面積的19.7%。該樣山周圍分布有自然山體、水域和綠地,因此山體受到破壞的可能性比較小。并且該山體面積比較大,山上原有植被和生物多樣性比較穩定,不容易被破壞。具有高野性水平的城市遺存山體也擁有良好的自然野性景觀。可以將高野性的城市遺存山體作為城市建成環境中的高質量野境保護地進行嚴格保護。

中野性和低野性等級的城市遺存山體野境分別占所選樣山面積的34%和22%。中野性的樣山分別是位于貴陽市北部的MW13、MW14、MW15和位于貴陽西南的MW16。低野性的城市遺存山體野境分別是MW3、MW5、MW7、MW8、MW17,這些樣山周邊主要分布有交通用地、公共用地、農林用地和其它非建設用地等。由于周邊的人口較多,土地的使用率較高,對城市遺存山體野境地具有一定的威脅,雖然這些區域的自然野性綜合評價值不高,但是仍然具有較高的保護價值。在可持續利用的程度下,盡可能的保護其原有的野性特征。

表6 城市遺存山體野境自然野性綜合評價值閾值

表7 城市遺存山體野境自然野性綜合評價值與分級標準

圖9 不同自然野性等級山體的數量和面積占比圖 Fig.9 Proportion of the number and area of mountains with different natural wildness grade

無野性的山體面積占樣山總面積比例的24.4%,分別是MW1、MW2、MW4、MW6、MW9、MW10、MW11和MW12。這些山體的自然野性綜合評價值都低于0.43,城市遺存山體周邊主要分布有居住用地、工業用地、交通用地、農林用地。由于這些山體周邊為主主導的建設用地比較多,因此對城市遺存山體野境的生態環境干擾和脅迫強烈且持續,尤其MW11由于位于工廠和居住用地的附近,受到較大程度的人為干擾,致使這座山體的自然野性綜合評價值最低,僅為0.34。

4 討論

4.1 喀斯特地區城市遺存山體野境自然野性評價指標體系的適宜性及意義

本研究基于現有城市野境現有定義,參考荒野評價指標體系的研究結果,采用德爾菲法構建了城市遺存山體野境自然野性評價指標體系。評價結果與實地調查的直觀感受相一致,且證實了樣本山體周邊的城市景觀與環境對山體野境的干擾與影響。說明所選指標能夠較為客觀地評價城市遺存山體野境的自然野性。以往關于荒野評價研究中,指標量化的方式多以地理信息技術等方式為主,大部分缺乏實地調查數據的支撐[40—41],一般只適合大尺度荒野野性評價。本研究中山體的植被特征、聲景特征、土壤覆蓋度、土壤厚度等指標,均采用實地調研的方式獲取數據,這使得指標量化的數據更加精確,也較好地反映了中小尺度上城市野境野性的相關特征。另外,在指標的選擇中參考了其他多山地區有關的研究結果,選取了山體形態特征和聲環境特征指標,前者是城市遺存山體野境野性的特質載體,決定著山體在城市人工環境中保持原有狀態的完整度,評價結果也證明該指標的重要性(閾值為0.82)；城市遺存山體野境為城市鳥類提供了重要的棲息地,鳥類呼叫聲是城市人工環境中自然野性的最直觀和突出的特征,評價結果表明山體聲環境也是重要的野性構成因素(閾值為0.55)。綜上所述,本研究所建立的評價指標體系的指標構成與組成比較全面,權重分配基本合理,改變了過去對喀斯特地區山體自然特征研究中僅集中于植物、生境、地形方面而忽視山體自然聲景的研究現狀[40—43]。

通過實地調研驗證,發現研究結果中野境等級高的城市遺存山體野境的自然野性景觀更好,生態環境良好。通過對比自然野性較高和自然野性較低的樣山發現,自然野性較高的山體周圍的土地利用率較低,周圍人口密度較較低,一般分布于城市的郊區,這可能就會減少人為干擾山體的機會。另外高野性山體面積偏大,山上的物種多樣性比較穩定性,使得山體能更好的保持其原有的自然野性,由此可知形成高自然野性城市遺存山體野境是由山體自然屬性和社會屬性等多種因素決定的。因此基于該套指標體系所得相關的研究結果基本可靠,能較好反映出喀斯特地區多山城市野境自然野性的特征。

中國喀斯特地貌主要分布于貴州、云南、湖南等8個省份[44]。我國是一個多山的國家,山地占全國陸地面積的2/3以上,山地,包括地理學劃分的山地、丘陵和崎嶇不平的高原,它們約占全國陸地面積的69%,其中山地約占33%,丘陵約占10%,高原約為26%。分布在上述山地區域的城市,會形成與平原地區不同的城市形態與生境[45]。因此,本研究所得城市遺存山體野境自然野性評價指標體系與方法,可以應用于喀斯特多山城市野境的評價,通過大量的實證研究不斷完善和修正后應該具有較廣泛的推廣應用價值。通過野性評價對城市遺存山體野境的保護、多山城市綠地系統規劃和城市國土空間規劃具有重要的指導意義。

4.2 喀斯特地區城市遺存山體野境自然野性提升策略

野境之所以重要,是因為野境本身就具備了重要的生態、社會和經濟價值[3]。野境還具備自由、孤獨的美感,包含著哲學、美學的思想,是人類心目中的極其自然之地[5]。結合實際調研情況可知,由于城市快速擴張的過程中,城市內部山體被大量的開發,或者進行大規模的公園化利用,因此山體受到人為干擾的情況普遍多見,這些行為嚴重的破壞了城市遺存山體野境原有的喀斯特生境,致使山體生物多樣性的降低,生態功能嚴重退化[46]。因此,提升城市遺存山體野境自然野性應大力發展生態經濟、加強生態修復及相關保護制度建設[47—49]。

基于本研究結果,提出了以下保護對策:(1)對于自然野性等級高的山體野境,禁止開展與生態保護無關的開發建設活動；在高野性等級城市遺存山體周邊劃定生態保護紅線,周邊合理配置城市用地,設置生態防護綠地、城市園林綠地等與城市遺存山體野境生態功能互補的城市用地類型,以確保城市遺存山體野境自然野性的維持。城市園林綠地植物選擇應以鄉土植物和本地植物為主,嚴禁種植具有入侵風險的植物。(2)對于自然野性等級較高的山體野境,應開展其生態過程研究,適當進行人為干預,提高植被覆蓋率和物種多樣性水平,突出地被植物的抵抗能力和生長速度,不斷提升其自然野性水平。(3)對于自然野性等級較低的山體野境,以尊重自然、順應自然和修復自然的原則開展生態修復,促使其再野化,逐步恢復其的自然野性。(4)對低于自然野性綜合評價值閾值(0.43)的山體野境,建議根據山體區位關系周邊社區情況分兩類進行處理,其一,對于區位關系較偏、周邊用地為公共管理和工業用地的城市遺存山體封山育林的措施,實施動態觀測,根據其演替動態特征,適當輔以人為干預,以自然恢復為主；其二,對于位于建成區內部、周邊用地為居住用地和科教文衛類公共設施用地的城市遺存山體,可以對其開展公園化利用,以滿足周邊市民的城市綠地空間需求,但發突出城市山體公園的特色。

5 結論

本研究構建了喀斯特地區城市遺存山體野境自然野性評價指標體系,評價了各樣本山體的自然野性綜合值,最終確定山體野境自然野性閾值并進行分級。通過對18個樣本山體的評價,結合實地調查與直觀感受,證明由MC、APC、EC3個準則層和7個指標層及26個評價因子構成的評價指標體系對評價喀斯特地區城市遺存山體野境自然野性具有適宜性和可操作性。通過正態分布法和專家診斷法相結合將城市遺存山體野境自然野性劃分為高野性、中野性、低野性、無野性4個等級,識別城市遺存山體野境的綜合評價閾值為0.43,低于此值則判斷為無野性的城市遺存山體,本研究中具有自然野性的樣山面積占所選樣山總面積的75.6%。城市遺存山體野境自然野性的評價是深入開展城市遺存生境野性維持機理的基礎工作,也是實施城市遺存山體生態保護與修復的前提,本文首次構建了城市遺存山體野境自然野性評價體系和方法,雖然在貴陽市建成區城市遺存山體評價中取得了較好的結果,但仍然需要大量的實證研究,尤其是不同地區的多山城市相關評價的驗證,最終構建更加科學穩健的城市遺存野境自然野性的評價體系,將為城市生態環境保護與建設、城市人居環境質量提升以及城市健康可持續發展具有重要意義。