吳茂全,胡蒙蒙,汪 濤,凡 宸,夏北成,*

1 中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 廣州 510000 2 深圳市自由度環(huán)?？萍加邢薰? 深圳 518000

經(jīng)濟的高速增長伴隨著快速的城市化進程,同時帶來了一系列生態(tài)環(huán)境問題[1-2]。高度城市化區(qū)域面臨著生境斑塊減少、生物多樣性喪失及景觀破碎化程度加劇等嚴(yán)峻問題[3]。因此,緩解城市化進程中對自然資源的破壞與城市生態(tài)系統(tǒng)生物多樣性保護間的矛盾,已成為城市化發(fā)展中的重要問題[4-5]。緣起于景觀生態(tài)學(xué)的生態(tài)安全格局能夠有效保障城市生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展。生態(tài)源地,即區(qū)域物種或生態(tài)事件向外擴散和維持的源區(qū)/點,作為生態(tài)安全格局構(gòu)建的重要組成部分,具有保持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)可持續(xù)性、維護現(xiàn)有景觀完整性的功能,對維護區(qū)域生態(tài)安全、保障城市居民健康具有重要意義[6-7]。

近年來,國內(nèi)外學(xué)者對生態(tài)源地的概念、識別方法等方面的研究逐漸成熟。生態(tài)源地與生態(tài)安全格局具有高度相關(guān)性,其識別方法呈現(xiàn)多樣化,或?qū)⑸迟|(zhì)量較好的風(fēng)景林和自然保護區(qū)等直接定義為生態(tài)源地[8]；或通過生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及敏感性構(gòu)建指標(biāo)體系綜合評估識別生態(tài)源地[9-10]。但是,這些方法都偏重于考慮生態(tài)系統(tǒng)自身的功能屬性[11],忽略了生態(tài)源地在城市生態(tài)系統(tǒng)中受到的人類社會經(jīng)濟活動的干擾,忽略了不同尺度下景觀連通性對生態(tài)過程和生態(tài)功能的影響[12-13],或缺少從區(qū)域生態(tài)安全的高度分析。

深圳,一個高度城市化的大都市,人口密集,經(jīng)濟發(fā)達(dá),空間非常有限,保護生態(tài)系統(tǒng)刻不容緩。因此,尋找區(qū)域生態(tài)源地,優(yōu)化區(qū)域生態(tài)安全格局十分重要。也有一些類似的針對深圳市生態(tài)源地的研究,但其指標(biāo)有待完善,且缺少尺度分析[14]。本文以深圳市為研究區(qū),兼顧社會-經(jīng)濟-自然三方面要素構(gòu)建“驅(qū)動力(Driving forces)—壓力(Pressure)—狀態(tài)(State)—影響(Impact)—響應(yīng)(Responses)”模型(DPSIR模型)評估區(qū)域生態(tài)安全,結(jié)合多尺度景觀連通性分析探討生態(tài)源地識別的最佳尺度,從而識別生態(tài)源地,為研究區(qū)及其他高度城市化區(qū)域生態(tài)安全格局的構(gòu)建與優(yōu)化提供案例參考。本文試圖探討：(1)如何在一個受高度人為干擾的城市生態(tài)系統(tǒng)中識別具有較完整自然屬性的生態(tài)斑塊/源地及其連通性？(2)如何從多尺度景觀連通性的角度探討生態(tài)源地識別的最佳尺度？

1 研究區(qū)及研究方法

1.1 研究區(qū)概況

深圳市是珠江三角洲的中心城市,位于珠江口東岸(113°46′—114°37′E,22°24′—22°52′N),全市總面積1997.27 km2(圖1)。地形類型主要有低山、丘陵、高原、梯田、平原五大類,地勢差較大。屬亞熱帶海洋性氣候,全年溫和濕潤、雨量充沛。經(jīng)濟總量長期位列中國大陸城市第四位,常住人口1190.84萬且有大量的流動性人口,是中國經(jīng)濟增長最快的城市之一[15]。城市化進程的加快,建設(shè)用地不斷擴張,生態(tài)用地逐漸萎縮,生物多樣性持續(xù)降低,控制城市無序蔓延和保護生態(tài)空間是保障居民健康、區(qū)域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的關(guān)鍵所在[16]。

1.2 數(shù)據(jù)來源

本研究所使用的數(shù)據(jù)包括遙感影像、DEM數(shù)據(jù)、土地利用與NDVI數(shù)據(jù)、土壤和道路數(shù)據(jù)、降水、社會經(jīng)濟及人口數(shù)據(jù)。其中,(1)DEM數(shù)據(jù)為Aster30 m分辨率的數(shù)字高程模型,來自中國科學(xué)院計算機網(wǎng)絡(luò)信息中心(http://www.gscloud.cn)；(2)土地利用數(shù)據(jù)、NDVI數(shù)據(jù)源自2015年(2015- 11-05-02:31:45)6 m柵格分辨率的SPOT6遙感影像解譯所得；(3)土壤數(shù)據(jù)由深圳市土壤類型圖矢量化所得；(4)道路數(shù)據(jù)源自國家基礎(chǔ)地理信息中心(http://ngcc.sbsm.gov.cn)；(5)降水?dāng)?shù)據(jù)源自國家氣象科學(xué)數(shù)據(jù)共享服務(wù)的中國地面累日值數(shù)據(jù)(http://data.cma.cn)；(6)社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)、人口數(shù)據(jù)源自《深圳統(tǒng)計年鑒——2016》。

圖1 研究區(qū)地理位置示意及土地利用類型圖Fig.1 Geographical location and land use map of the study area

1.3 研究方法

1.3.1DPSIR評價指標(biāo)體系

影響生態(tài)系統(tǒng)變化的因素很多,DPSIR作為一個概念模型,考慮了多方面的因素作用,常用于評價生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)的狀態(tài)與變化。該模型從因果關(guān)系的角度將人類社會經(jīng)濟活動和生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)間的相互作用緊密結(jié)合[17-18]。其中,“驅(qū)動力”是引發(fā)環(huán)境變化的潛在因素,如區(qū)域的自然災(zāi)變與社會經(jīng)濟活動；“壓力”是指人類社會經(jīng)濟活動對生態(tài)系統(tǒng)的資源需求壓力；“狀態(tài)”是在驅(qū)動力和壓力作用下,生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)環(huán)境狀況；“影響”是指生態(tài)系統(tǒng)對人類健康和社會結(jié)構(gòu)的影響；“響應(yīng)”表征人類促進可持續(xù)發(fā)展進程中所采取的對策[19-20]。

基于DPSIR概念模型原理,兼顧社會-經(jīng)濟-自然三方面因素,將目標(biāo)層生態(tài)安全總體水平分解為驅(qū)動力、壓力、狀態(tài)、影響和響應(yīng)5個準(zhǔn)則層。各準(zhǔn)則層根據(jù)深圳市經(jīng)濟發(fā)達(dá)、人口密集呈現(xiàn)出的高度城市化特征與環(huán)境問題,結(jié)合指標(biāo)的可獲取性、簡潔性,并經(jīng)相關(guān)性分析去除冗余指標(biāo),分別選擇反映其生態(tài)安全主要特征的因子,篩選出15個指標(biāo)構(gòu)建評價指標(biāo)體系[21](表1)。

1.3.2評價指標(biāo)的空間量化

研究區(qū)以100 m×100 m劃分柵格單元,每一個單元均為信息的空間載體。按照各指標(biāo)的計算公式,在ArcGIS平臺將指標(biāo)信息賦值到對應(yīng)柵格單元。

表1 深圳市生態(tài)安全評價指標(biāo)體系

(1)自然、景觀指標(biāo)

自然地表信息或景觀空間信息,如地形位指數(shù)、道路影響度、城鎮(zhèn)影響度[23]、植被覆蓋度[24]、土壤侵蝕模數(shù)[25]等指標(biāo),先通過Raster Calculator工具實現(xiàn)指標(biāo)值柵格計算,再重采樣至各柵格單元。

(2)社會、經(jīng)濟指標(biāo)

采用面積權(quán)重內(nèi)插法與鄰域平均法將社會、經(jīng)濟指標(biāo)從行政區(qū)降尺度到柵格單元[26],具體步驟為：先將人口數(shù)量、GDP、第三產(chǎn)業(yè)產(chǎn)值和水利、環(huán)境保護投入等以行政區(qū)為單位統(tǒng)計的數(shù)據(jù)按照每個評價單元內(nèi)建設(shè)用地或生態(tài)用地面積所占行政區(qū)建設(shè)用地或生態(tài)用地總面積的權(quán)重,分配至對應(yīng)柵格單元；再根據(jù)ArcGIS的鄰域分析,以每個單元周圍1000 m×1000 m的范圍為影響半徑,以各指標(biāo)在該范圍內(nèi)的均值確定為該單元的指標(biāo)數(shù)值；最后通過Raster Calculator工具實現(xiàn)柵格賦值。

1.3.3指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化

各指標(biāo)來源不同、單位量綱不統(tǒng)一,指標(biāo)間不具有可比性,故需對各指標(biāo)進行標(biāo)準(zhǔn)化處理。

(1)極差標(biāo)準(zhǔn)化法

評價指標(biāo)與區(qū)域生態(tài)安全存在正相關(guān)(正向)或負(fù)相關(guān)(負(fù)向)關(guān)系的指標(biāo)分布為：

正向指標(biāo)：

Ki=(Xi-Xmin)/(Xmax-Xmin)

(1)

負(fù)向指標(biāo)：

Ki=(Xmax-Xi)/(Xmax-Xmin)

(2)

式中,Xi為指標(biāo)i實測值；Xmax為指標(biāo)i的最大值；Xmin為指標(biāo)i的最小值；Ki為指標(biāo)i經(jīng)標(biāo)準(zhǔn)化后的指標(biāo)值。

(2)分等級賦值法

土壤侵蝕模數(shù)不適合用極差標(biāo)準(zhǔn)化,根據(jù)相關(guān)技術(shù)規(guī)范,采用分等級賦值的方法進行標(biāo)準(zhǔn)化。以500、2500、5000、8000、15000 t km-2a-1的侵蝕模數(shù)為閾值分別劃定土壤侵蝕敏感性為1(微度)、0.8(輕度)、0.6(中度)、0.4(強烈)、0.2(極強烈)、0(劇烈)6個等級,土壤侵蝕量越高等級值越小[27]。

1.3.4指標(biāo)權(quán)重賦值

采用層次分析法確定各指標(biāo)的權(quán)重。根據(jù)遞階層次結(jié)構(gòu)構(gòu)造判斷矩陣,評定各相關(guān)指標(biāo)的相對重要程度；再計算判斷矩陣的最大特征值及對應(yīng)的特征向量,特征向量歸一化后即為指標(biāo)權(quán)重(表2)。一致性檢驗結(jié)果CI=0.1461,CR=0.0919<0.1,判斷矩陣的一致性可以接受。其中,植被覆蓋度、生物豐度指數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的權(quán)重均較大,地形位指數(shù)的權(quán)重最小。

表2 評價指標(biāo)權(quán)重

1.3.5生態(tài)安全指數(shù)

采用綜合指數(shù)法計算生態(tài)系統(tǒng)安全指數(shù)ESI[28],將安全性等級分為中警、預(yù)警、基本安全、較安全、安全5級,指數(shù)區(qū)間對應(yīng)為0—0.35、0.35—0.45、0.45—0.55、0.55—0.65、0.65—1[29-30]。

(3)

式中,ESI為生態(tài)安全指數(shù)；Ki為指標(biāo)i標(biāo)準(zhǔn)值；Wi為指標(biāo)i的權(quán)重。

1.3.6多尺度景觀連通性分析

生態(tài)源地不僅是指具有較高生態(tài)服務(wù)價值、物種棲息的景觀類型,同時也是生態(tài)功能發(fā)揮的核心。景觀連通性是指景觀對生態(tài)流的便利或阻礙程度,是衡量景觀生態(tài)過程和功能關(guān)系的重要指標(biāo)。維持良好的景觀連通性是保護生物多樣性、維持生態(tài)系統(tǒng)安全、穩(wěn)定性和整體性的關(guān)鍵因素,也對區(qū)域生態(tài)過程的發(fā)展具有主導(dǎo)性影響[31]。景觀連通性有很強的尺度依賴性,當(dāng)景觀組分結(jié)構(gòu)發(fā)生變化時,規(guī)模較小且零星分布的生態(tài)斑塊不斷被剔除,相連和相離較近的生態(tài)斑塊不斷合并形成規(guī)模較大的生態(tài)源地,整體連通性水平也隨之發(fā)生變化[32]。

以生態(tài)安全等級較高的“安全區(qū)”作為生態(tài)源地識別的景觀類型,基于數(shù)學(xué)反證法,先假設(shè)區(qū)域存在多種尺度的生態(tài)景觀組分結(jié)構(gòu),考慮尺度分析的連續(xù)性,設(shè)定100、200、400、800、1600 m 5個尺度的深圳市生態(tài)景觀組分結(jié)構(gòu)。再基于Fragstats軟件,從景觀組分結(jié)構(gòu)整體連通性角度選取內(nèi)聚力、連接度、聚合度、分離度作為測度指標(biāo)。內(nèi)聚力、連接度、聚合度越大,景觀組分結(jié)構(gòu)的整體連通性越高；分離度越大,整體連通性越低。采用主成分分析法對不同尺度的景觀組分結(jié)構(gòu)的整體連通性優(yōu)劣進行客觀定量評價,獲得生態(tài)源地識別的最佳尺度。

2 結(jié)果

2.1 單一指標(biāo)重要性空間分布

深圳市單一指標(biāo)重要性的空間格局揭示了不同生態(tài)過程對于區(qū)域生態(tài)安全的影響與作用(圖2)。驅(qū)動力低值區(qū)域主要位于城市建成區(qū)和交通干線兩側(cè),受人類活動影響明顯,對生態(tài)系統(tǒng)過程具有較大的負(fù)面影響；福田區(qū)、南山區(qū)及羅湖區(qū)人口高度聚集,且經(jīng)濟密度超高,承受著巨大的生態(tài)資源需求壓力,作為負(fù)向指標(biāo),形成一個低值區(qū)；狀態(tài)高值區(qū)域位于東南部山區(qū)等海拔較高的區(qū)域,這類區(qū)域植被覆蓋度高、生物多樣性豐富、土壤保持較好,具有較高的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值；影響的高值區(qū)域主要分布在水源保護區(qū)和較高海拔的區(qū)域,這類區(qū)域不利于城市用地開發(fā),但有利于生態(tài)空間的保護,是保障區(qū)域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量、控制城市的無序蔓延、緩解生物多樣性破壞的重要區(qū)域；響應(yīng)高值區(qū)域主要分布在福田區(qū)、南山區(qū)等第三產(chǎn)業(yè)高比重區(qū)域及龍華區(qū)、坪山新區(qū)的山區(qū)地帶,該區(qū)域人類生態(tài)系統(tǒng)保護意識強,環(huán)境保護投入水平高。

2.2 城市生態(tài)安全格局

研究區(qū)生態(tài)安全指數(shù)范圍為0—1,平均值為0.53,基于5級劃分得到深圳市生態(tài)安全格局圖(圖3),呈現(xiàn)東南部、東北部及西部中心區(qū)部分地區(qū)優(yōu)良,中部、西部安全性相對較低。生態(tài)安全區(qū)、較安全區(qū)、基本安全區(qū)、預(yù)警區(qū)和中警區(qū)面積分別為30.34%、13.49%、9.85%、53.68%、9.15%和37.17%。

2.3 景觀連通性及其尺度變化

由連接度、聚合度、內(nèi)聚力和分離度4個景觀連通性測度指標(biāo)在100、200、400、800 m及1600 m柵格尺度下的散點圖(圖4)可知,連接度指數(shù)在尺度為400 m時取得最大值,聚集度指數(shù)隨著尺度變大而急劇變小,斑塊內(nèi)聚力指數(shù)從100 m到800 m變化很小,但800 m后則急劇下降,分離度指數(shù)僅在尺度100 m時出現(xiàn)高值。

圖4 不同尺度的生態(tài)景觀連通性指數(shù)Fig.4 The connectivity index of ecological component of different scales

針對4個指標(biāo)對應(yīng)不同尺度的分布,進行主成分分析,從方差貢獻(xiàn)率統(tǒng)計表(表3)提取了2個主成分構(gòu)成主成分矩陣(表4),主成分1上內(nèi)聚力、連接度、聚合度荷載較高,反映了生態(tài)安全區(qū)的聚集連接性；主成分2上分離度荷載較高,反映出安全區(qū)的分離破碎程度。

表3 方差貢獻(xiàn)率統(tǒng)計表

表4 成分矩陣

整理得到主成分函數(shù)表達(dá)式：

Z1=0.681X1+0.628X2+0.703X3-0.361X4

(4)

Z2=0.059X1+0.123X2-0.047X3+0.233X4

(5)

Z=Z1+Z2

(6)

圖5 整體連通性綜合指數(shù)Fig.5 Synthesis index of integral connectivity

將4個指標(biāo)標(biāo)準(zhǔn)化數(shù)據(jù)代入式(4)-(6)中,計算得到不同尺度下的整體連通性綜合指數(shù)Z(圖5)。綜合指數(shù)的總體趨勢是,當(dāng)尺度較小時,隨著尺度增大綜合指數(shù)會有所增加,但是隨著尺度持續(xù)增大,綜合指數(shù)急劇下降?；诰C合指數(shù)選擇400 m作為源地識別的最佳尺度。

2.4 生態(tài)源地的識別

2.4.1最小面積閾值的設(shè)定

生態(tài)源地由符合條件的斑塊構(gòu)成,識別過程中對斑塊最小面積的設(shè)定將直接影響斑塊的數(shù)量。隨著最小面積閾值的不斷增大,生態(tài)源地斑塊數(shù)量快速減少。在最小面積閾值增加到0.8 km2之后,生態(tài)源地斑塊數(shù)量減少趨于平緩(圖6)。生態(tài)源地的總面積雖受到最小面積閾值的影響,但生態(tài)源地占區(qū)域總面積的比例始終維持在36.5%—40%,說明被剔除的斑塊雖然數(shù)量眾多,但面積較小、分布較為離散,對生態(tài)源地的整體格局影響較小(圖6)。圖6均在0.8 km2處出現(xiàn)緩和下降,故設(shè)定斑塊最小面積閾值為0.8 km2。

圖6 生態(tài)源地斑塊最小面積閾值設(shè)定的影響Fig.6 Impact of the minimum size threshold of ecological source patches

2.4.2生態(tài)源地識別

圖7 生態(tài)源地分布Fig.7 Distribution of ecological source

在“安全+較安全”區(qū)內(nèi)相互連接的柵格形成斑塊,以最小面積0.8 km2作為斑塊入選閾值,共得到38個生態(tài)源地斑塊(圖7),總面積753.78 km2,占深圳市總面積的37.74%。

疊置研究區(qū)的土地利用圖,生態(tài)源地中林地和水域占比分別為76.40%和7.61%。源地空間分布主要位于大鵬新區(qū)及鹽田區(qū)大部分地區(qū)、坪山區(qū)南部、龍崗區(qū)北部、寶安區(qū)東部區(qū)域；源地的景觀組分主體為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值較高的林地和水域用地構(gòu)成。如鳳凰山、羊臺山、塘朗山、梧桐山、馬巒山、筆架山、排牙山、七娘山、羅田水庫、茜坑水庫、西瀝水庫、清林徑水庫、松子坑水庫等。這些區(qū)域是城市中受人為干擾較小的重要生態(tài)功能區(qū),是研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的核心組分,是城市擴張的生態(tài)底線。

3 討論

3.1 生態(tài)源地識別方法

已有基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能性及敏感性構(gòu)建指標(biāo)體系綜合評估的識別方法,如基于生態(tài)紅線和通過生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)重要性對江西省進行的生態(tài)源地識別[13],又如基于“重要性-敏感性-連通性”框架的云浮市生態(tài)源地識別[33]和基于景觀生態(tài)格局的深圳市生態(tài)源地識別[14]。而在生態(tài)源地識別的相關(guān)研究中鮮有結(jié)合生態(tài)安全的研究,當(dāng)生態(tài)文明定位為國家的“五位一體”總體布局時,生態(tài)安全就已經(jīng)上升至國家安全的高度,所以結(jié)合生態(tài)安全識別生態(tài)源地具有特別重要的意義。本文以研究區(qū)自然、社會及經(jīng)濟指標(biāo)構(gòu)建DPSIR生態(tài)安全評估模型,基于高等級生態(tài)安全區(qū)進行生態(tài)源地識別,并從景觀連通性角度探討了源地最佳尺度,其結(jié)論可作為改善區(qū)域生態(tài)安全的依據(jù)。

3.2 尺度優(yōu)化

3.2.1多尺度景觀連通性分析

在生態(tài)源地識別研究中大多缺少尺度問題的考量[14],在區(qū)域生態(tài)安全格局研究中多采用傳統(tǒng)的尺度分析方法——粒度分析[32,34],但粒度分析中仍有較多的主觀判斷。本文通過尺度變化下的連接度、內(nèi)聚力、聚集度和分離度多景觀連通性指數(shù)響應(yīng)的綜合評估獲得最佳尺度,較好的避免了尺度選擇的主觀性,對指導(dǎo)區(qū)域生態(tài)修復(fù)和生態(tài)建設(shè)具有更強的針對性。

3.2.2斑塊大小的影響

選取合適的斑塊尺度來表征區(qū)域生態(tài)源地應(yīng)考慮幾個因素,一是表征生態(tài)源地的斑塊面積應(yīng)盡可能大,二是斑塊數(shù)量及破碎度必須在合理的范圍,同時還要考慮最小斑塊尺度與區(qū)域大小的匹配關(guān)系。在生態(tài)源地識別的研究中斑塊面積多在0.1—1 km2之間,如?？谑忻捞m區(qū)和海南省東方市分別為0.44 km2和2.96 km2[34]。本研究區(qū)總面積僅為1997.27 km2,基于0.8 km2的斑塊最小閾值面積識別了38塊生態(tài)源地,占區(qū)域總面積37.74%,斑塊連接度指數(shù)為1.57%,大幅降低斑塊破碎度,提高斑塊連通性,并最大可能地保持生態(tài)源地面積。

基于尺度400 m所構(gòu)建的生態(tài)源地最小斑塊面積為0.8 km2,可以認(rèn)為該尺度較精細(xì)。在此尺度下,還有大量的有條件成為生態(tài)源地的柵格空間,基于這些柵格的格局通過生態(tài)修復(fù)等工程措施加強連通性,增加區(qū)域生態(tài)源地,提高區(qū)域生態(tài)安全水平。如對最小斑塊面積為0.64—0.8 km2之間的19個生態(tài)斑塊的周邊區(qū)域進行生態(tài)修復(fù)得到較大斑塊的生態(tài)源地,增加源地數(shù)量至57塊,對未來深圳市城市規(guī)劃提供參考意義。

3.3 生態(tài)源地與生態(tài)資源及生態(tài)控制線的空間關(guān)系

3.3.1生態(tài)源地與生態(tài)資源的空間相關(guān)性

深圳市有不同級別的自然保護區(qū)、水源涵養(yǎng)區(qū)等35個法定保護區(qū),這些是深圳市重要的生態(tài)資源。將所識別的生態(tài)源地與法定保護區(qū)做空間疊加(圖8),經(jīng)統(tǒng)計計算,深圳市法定保護區(qū)與基于“安全區(qū)”識別的生態(tài)源地總體重合率達(dá)到65.22%,而與基于“安全區(qū)+較安全區(qū)”識別的生態(tài)源地總體重合率高達(dá)86.87%,其中31個保護區(qū)與源地重合率超過50%,22個保護區(qū)和源地重合率超過80%,大鵬半島自然保護區(qū)重合率高達(dá)92.37%。

3.3.2生態(tài)源地與生態(tài)控制線的空間相關(guān)性

生態(tài)源地與研究區(qū)生態(tài)控制線做空間疊加(圖8),經(jīng)統(tǒng)計計算,基于“安全區(qū)”識別的生態(tài)源地,有463.55 km2落在生態(tài)控制線內(nèi),占生態(tài)控制線面積的47.74%,占所識別生態(tài)源地的99.39%；基于“安全區(qū)+較安全區(qū)”識別的生態(tài)源地,有676.62 km2落入生態(tài)控制線范圍內(nèi),占生態(tài)控制線面積的69.69%,占所識別生態(tài)源地的89.76%,僅有77.16 km2的生態(tài)源地未落在生態(tài)控制線內(nèi)。

圖8 生態(tài)源地與生態(tài)資源及生態(tài)控制線的空間差異Fig.8 The spatial difference between ecological sources and ecological resources / ecological control lines

結(jié)果表明,(1)基于“安全區(qū)+較安全區(qū)”等級所識別的生態(tài)源地具有更高的準(zhǔn)確性、嚴(yán)謹(jǐn)性；(2)生態(tài)源地與生態(tài)安全、生態(tài)資源和生態(tài)控制線三者具有高度一致性。生態(tài)源地與生態(tài)控制線存在差異的斑塊中,林地面積為30.13 km2,城市綠地面積為8.13 km2,建設(shè)用地面積為17.2 km2；法定保護區(qū)內(nèi)非生態(tài)源地斑塊中,林地面積為18.45 km2,城市綠地面積為3.03 km2,建設(shè)用地面積為3.83 km2。上述三類土地類型緊密相鄰,主要分布在東南及西部城市區(qū)域與林地或水域用地的交錯區(qū)域,其生態(tài)系統(tǒng)受到自然和人為干擾雙方面的影響,生態(tài)系統(tǒng)較復(fù)雜,生態(tài)安全指數(shù)在小范圍內(nèi)變化劇烈。其中,需加強對大鵬半島市級自然保護區(qū)、鐵崗水庫、茜坑水庫、西瀝水庫等水源保護區(qū)與城市交界地帶的保護。

4 結(jié)論

(1)深圳市是經(jīng)濟發(fā)達(dá),人口聚集的高度城市化區(qū)域,本文兼顧社會-經(jīng)濟-自然三項因素,從驅(qū)動力、壓力、狀態(tài)、影響、響應(yīng)五個準(zhǔn)則層評估區(qū)域生態(tài)安全格局,采用多尺度景觀連通性分析,基于高等級生態(tài)安全區(qū)識別生態(tài)源地,獲得了生態(tài)安全、生態(tài)資源、生態(tài)控制線和生態(tài)源地高度一致的結(jié)果。

(2)基于100 m×100 m小尺度柵格評估研究區(qū)深圳市生態(tài)安全格局,呈現(xiàn)東南部和東北部優(yōu)良,中部和西部區(qū)域相對較差的格局。

(3)研究區(qū)生態(tài)源地識別的最佳尺度為400 m,斑塊最小識別閾值面積為0.8 km2。深圳市生態(tài)源地總面積為753.78 km2,占研究區(qū)總面積的37.74%。生態(tài)源地主要由生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值較高的林地和水域構(gòu)成,其中包含了86.87%的法定保護區(qū),且源地91.92%的區(qū)域落入生態(tài)控制線范圍內(nèi)

(4)本文所獲得的生態(tài)源地及其格局對于指導(dǎo)、制訂深圳市生態(tài)保護策略、城市規(guī)劃、土地管理等具有重要的意義。所優(yōu)選的尺度對于優(yōu)化生態(tài)修復(fù)措施具有重要的指導(dǎo)意義。