朱 鳳,楊寶丹,楊永均,張紹良,李 鋼,陳 浮

(中國(guó)礦業(yè)大學(xué)環(huán)境與測(cè)繪學(xué)院,江蘇 徐州 221116)

近30年來(lái)我國(guó)工業(yè)化和城市化迅猛發(fā)展,建設(shè)用地漫延式擴(kuò)張，不斷侵占和蠶食周邊生境斑塊,景觀破碎化已十分嚴(yán)重[1-2],導(dǎo)致空間異質(zhì)性上升，連通性下降,區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生了重大變化[3]。有效地發(fā)揮城市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能、提升生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值和景觀穩(wěn)定性已成為國(guó)土空間規(guī)劃、城市轉(zhuǎn)型和協(xié)調(diào)發(fā)展的重要關(guān)注點(diǎn)。

大型生境斑塊是生物多樣性保護(hù)的重要源地和生態(tài)屏障[1],但長(zhǎng)久以來(lái)只注重公園、廣場(chǎng)綠地等大型斑塊建設(shè),而忽視了城市內(nèi)部生境斑塊等級(jí)體系及有效連接。生態(tài)網(wǎng)絡(luò)決定了物種分布、遷移和基因流動(dòng)[4],對(duì)種群發(fā)育以及維持和改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境至關(guān)重要。20世紀(jì)90年代以來(lái),學(xué)術(shù)界對(duì)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)研究逐漸增多,西方國(guó)家多將景觀生態(tài)學(xué)理論融入城市土地利用規(guī)劃以構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò)[5-6],國(guó)內(nèi)研究多集中于濕地、城市綠地等生態(tài)系統(tǒng)[7-8]。傳統(tǒng)礦業(yè)城市往往產(chǎn)業(yè)單一,綠化系統(tǒng)差,河流等生態(tài)走廊受地表塌陷、運(yùn)煤專用線等分割阻斷,水、土污染嚴(yán)重,生態(tài)系統(tǒng)自凈能力弱[9-10]。當(dāng)前關(guān)注礦業(yè)城市生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的研究極少,且未與國(guó)土空間規(guī)劃緊密結(jié)合。近年來(lái),遙感、景觀格局指數(shù)、最小累積阻力模型(MCR)和電路理論等一系列定量化方法被引入?yún)^(qū)域或城市景觀格局變化、生態(tài)安全格局評(píng)價(jià)和生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建研究中[10-13]。其中,MCR模型因其具有構(gòu)建簡(jiǎn)易性和要素可拓性等優(yōu)勢(shì)[14],已得到廣泛應(yīng)用[3,10,12],通常用于結(jié)合圖譜理論和網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)指數(shù)定量評(píng)價(jià)和優(yōu)化生態(tài)網(wǎng)絡(luò)[5,14-15]。許峰等[16]認(rèn)為直接選取具有較高生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的自然保護(hù)區(qū)或森林公園作為生態(tài)源地,存在較強(qiáng)主觀性,容易忽視斑塊的景觀連通作用,而將形態(tài)學(xué)空間格局分析(MSPA)和MCR模型有機(jī)統(tǒng)一,可使生態(tài)源地和廊道的選取更為科學(xué)[14-15,17]。傳統(tǒng)礦業(yè)城市生境碎片化嚴(yán)重,重構(gòu)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)對(duì)提升生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能以及維護(hù)生物多樣性和景觀多樣性具有重要意義,但如何有效彌補(bǔ)傳統(tǒng)礦業(yè)城市土地利用在生態(tài)建設(shè)時(shí)忽視水平方向上生態(tài)流不足的問(wèn)題,構(gòu)建完善的生態(tài)網(wǎng)絡(luò),還需進(jìn)一步研究。

徐州市作為傳統(tǒng)工業(yè)基地和煤都,景觀破碎化嚴(yán)重,塌陷毀壞十分普遍。同時(shí)建設(shè)擴(kuò)張也侵占了大量自然生態(tài)空間,極大地影響了區(qū)域景觀格局,生境斑塊破碎化和生態(tài)環(huán)境問(wèn)題尤為嚴(yán)峻[9-10],不利于區(qū)域生態(tài)安全和可持續(xù)發(fā)展。當(dāng)前徐州市正在實(shí)施舊城改造和低效用地再開發(fā),利用該契機(jī)可優(yōu)化城市生態(tài)網(wǎng)絡(luò)格局,提升區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。鑒于此,以徐州市中心城區(qū)為對(duì)象,采用MSPA方法和景觀指數(shù)法提取重要生態(tài)源地,利用MCR模型生成的阻力面評(píng)價(jià)不同土地利用類型及坡度差異的影響,最終對(duì)城市生態(tài)網(wǎng)絡(luò)進(jìn)行重構(gòu)與優(yōu)化,并進(jìn)一步定量評(píng)價(jià)其穩(wěn)定性和安全性。該研究旨在為華東傳統(tǒng)礦業(yè)城市轉(zhuǎn)型、低效用地再開發(fā)和國(guó)土空間規(guī)劃提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

徐州市位于江蘇省西北部,介于北緯33°43′～34°58′、東經(jīng)116°22′～118°40′之間,屬暖溫帶季風(fēng)性氣候區(qū),年均氣溫約為14 ℃,年均降水量約為840 mm。徐州素有“五省通衢”之稱,隴海、京滬鐵路干線和多條高速公路交匯于此,是國(guó)家交通樞紐城市、淮海經(jīng)濟(jì)區(qū)中心城市。徐州歷史上因煤而興,靠資源發(fā)展,在為國(guó)家經(jīng)濟(jì)發(fā)展做出重要貢獻(xiàn)的同時(shí),也面臨耕地保護(hù)壓力較大、資源枯竭、土地?fù)p毀和生態(tài)環(huán)境破壞等嚴(yán)峻挑戰(zhàn)。以《徐州市城市總體規(guī)劃(2007—2020年)》確定的中心城區(qū)范圍作為研究區(qū),區(qū)內(nèi)常住人口288萬(wàn),土地面積為573.19 km2,包含鼓樓區(qū)、云龍區(qū)、泉山區(qū)和銅山區(qū)部分區(qū)域(圖1)。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源與預(yù)處理

數(shù)據(jù)包含遙感數(shù)據(jù)、柵格數(shù)據(jù)、矢量數(shù)據(jù)、位圖數(shù)據(jù)和其他數(shù)據(jù)。其中,遙感數(shù)據(jù)采用美國(guó)地質(zhì)勘探局(https:∥www.usgs.gov/)2015年Landsat TM遙感影像;坡度數(shù)據(jù)是利用ArcGIS 10.2軟件中Spatial Analyst工具從數(shù)字高程模型(分辨率為30 m×30 m,來(lái)自中國(guó)科學(xué)院計(jì)算機(jī)網(wǎng)絡(luò)信息中心的GDEM數(shù)據(jù)集)中提取出來(lái)的;矢量數(shù)據(jù)包括2015年徐州市地形圖和中心城區(qū)界線圖以及2020年中心城區(qū)規(guī)劃圖(http:∥zrzy.jiangsu.gov.cn/xz/);位圖數(shù)據(jù)為2015年城市用地現(xiàn)狀圖,來(lái)源于徐州市自然資源局;其他數(shù)據(jù)包括2006—2015年社會(huì)經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)和2015年徐州市主要糧食作物市場(chǎng)價(jià)格,分別來(lái)源于《徐州統(tǒng)計(jì)年鑒》和徐州市糧食局。

采用ENVI 5.3軟件對(duì)遙感圖像進(jìn)行輻射校正、幾何校正和影像裁剪等處理,采用監(jiān)督分類和目視解譯相結(jié)合的方式,同時(shí)考慮研究需要并參照2015年徐州城市用地現(xiàn)狀圖,最終將徐州市中心城區(qū)土地利用類型分為耕地、林地、河流湖泊、坑塘溝渠、濕地、綠地、建設(shè)用地、交通用地和其他用地9類(圖1),并根據(jù)土地主體功能將林地、河流湖泊、坑塘溝渠、濕地和綠地歸為生態(tài)用地。結(jié)合實(shí)地踏勘并對(duì)照Google earth高分影像進(jìn)行精度檢驗(yàn),解譯精度達(dá)83%,滿足研究需要。

1.3 研究方法

研究區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)所用方法見表1[5，11，13-24]。

2 結(jié)果與分析

2.1 景觀格局和生態(tài)源地識(shí)別結(jié)果分析

由圖1可知,根據(jù)MSPA方法評(píng)價(jià)結(jié)果,研究區(qū)核心區(qū)生境面積為7 143.73 hm2,占前景土地利用類型面積的78.77%,但其空間分布不均,主要分布在西南部;東、北部核心區(qū)生境斑塊較少,分布分散。邊緣和孔隙面積占前景土地利用類型面積的15.87%,不利于研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)避免外界因素的干擾。

圖1 研究區(qū)2015年土地利用現(xiàn)狀、景觀格局和核心區(qū)斑塊重要性分級(jí)

表1 主要研究方法

Table 1 Main research methods

研究方法公式/原理主要步驟意義MSPA方法該方法偏向于度量結(jié)構(gòu)連接性分析,采用圖像腐蝕、膨脹、開閉運(yùn)算等算法,對(duì)柵格數(shù)據(jù)空間布局進(jìn)行度量、識(shí)別和分割[18](1)將研究區(qū)2015年土地利用數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換成像元為30 m×30 m的TIFF格式二值化柵格數(shù)據(jù);(2)以濕地、林地、綠地和河流湖泊為前景,其他類型為背景,采用GuidosToolbox軟件進(jìn)行8鄰域結(jié)構(gòu)分析,得到核心區(qū)、孤島、孔隙、邊緣、橋接、環(huán)道和支線7種景觀類型可從像元層面識(shí)別核心生態(tài)斑塊,一定程度上能彌補(bǔ)MCR模型在選取生態(tài)源地時(shí)存在主觀性的不足,使生態(tài)源地和廊道的選取更為科學(xué)[14-17]景觀連接度評(píng)價(jià)方法PC=∑ni=1∑nj=1ai·aj·Pij?AL2,dPC=PC-PC,removePC×100%(1)采用ArcGIS 10.2軟件中Conefor Toolbox插件提取核心區(qū)斑塊間距離信息;(2)采用Conefor 2.6軟件計(jì)算dPC,設(shè)定斑塊連通距離閾值為500 m,連通概率為0.5[16-17]對(duì)MSPA方法識(shí)別出的核心區(qū)斑塊重要性等級(jí)進(jìn)行評(píng)定,進(jìn)而選擇對(duì)維持區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)健康相對(duì)重要的核心區(qū)斑塊作為生態(tài)源地生態(tài)阻力面構(gòu)建方法VCR=∑Rij×Wi(1)選取NP、CA、PD、AREA_MN、LSI、PLADJ和CON-NECT 7種景觀格局指數(shù)。參考Costanza等[19]、謝高地等[20]研究結(jié)果,增加綠地[21]和其他用地[22]調(diào)整當(dāng)量,并根據(jù)徐州市糧食生產(chǎn)和市場(chǎng)價(jià)值得到各土地利用類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值[23];(2)采用ArcGIS 10.2軟件柵格計(jì)算器對(duì)各阻力因子生成的阻力面進(jìn)行加權(quán)求和,得到綜合阻力面生態(tài)阻力面作為MCR模型的成本數(shù)據(jù),需要綜合評(píng)價(jià)不同土地利用類型的景觀格局指數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值以及坡度的差異進(jìn)行阻力賦值[14-15]生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建及優(yōu)化方法VMCR=fmin∑i=m,j=ki=1,j=1DijRi[13](1)將生態(tài)源地及阻力面圖層輸入開源GIS工具Link-age Mapper軟件,通過(guò)計(jì)算生態(tài)源地斑塊間的歐氏距離和成本加權(quán)距離確定生態(tài)源地間最低成本路徑,即潛在生態(tài)廊道;(2)采用GIS緩沖區(qū)分析和泰森多邊形相結(jié)合的方法識(shí)別生態(tài)源地盲區(qū);(3)采用ArcGIS開發(fā)工具Pinchpoint Mapper識(shí)別生態(tài)廊道的夾點(diǎn)區(qū)域能夠彌補(bǔ)生態(tài)源地盲區(qū),明確優(yōu)先保護(hù)和建設(shè)關(guān)鍵區(qū)域以及生態(tài)功能薄弱處,進(jìn)一步優(yōu)化基于土地利用現(xiàn)狀形成的潛在生態(tài)網(wǎng)絡(luò)體系網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)分析方法α=L-V+12V-5,β=LV ,γ=L3(V-2)采用圖論方法,將生態(tài)源地斑塊抽象成點(diǎn),將生態(tài)廊道抽象成線,系統(tǒng)分析點(diǎn)與線之間的拓?fù)潢P(guān)系可定量評(píng)價(jià)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的連通性、復(fù)雜性和有效性[5,11],是探究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部結(jié)構(gòu)的有效工具[24]

n為研究區(qū)景觀斑塊數(shù)量;AL為研究區(qū)景觀整體面積,hm2;ai和aj分別為i、j斑塊面積,hm2;Pij*為斑塊間物種擴(kuò)散的最大可能性;PC為可能連接度指數(shù);dPC為斑塊重要性;PC,remove為去除某斑塊后的連接度水平。VCR為綜合阻力面值;Rij為第i種阻力因子的第j個(gè)分級(jí)指標(biāo)的阻力值;Wi為第i種阻力因子權(quán)重。NP為斑塊數(shù)量;CA為斑塊類型面積;PD為斑塊密度;AREA-MN為平均斑塊面積;LSI為景觀形狀指數(shù);PLADJ為同類斑塊鄰接比;CONNECT為連接度指數(shù)。VMCR為最小累積阻力面值;f為一個(gè)未知函數(shù),反映生態(tài)過(guò)程和最小累積阻力的正相關(guān)關(guān)系,min指待分析的景觀單元相對(duì)各個(gè)初始斑塊選取最小累積阻力值;Dij為從源j到景觀單元i的空間距離;Ri為景觀單元i對(duì)運(yùn)動(dòng)過(guò)程的阻力值;m為景觀單元數(shù)量,個(gè);k為生態(tài)源地斑塊數(shù)量,個(gè)。α為閉合度,反映生態(tài)網(wǎng)絡(luò)出現(xiàn)回路的程度;β為線點(diǎn)率,表征生態(tài)網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)的復(fù)雜程度;γ為環(huán)通度,用來(lái)度量生態(tài)網(wǎng)絡(luò)節(jié)點(diǎn)的連接強(qiáng)度;L為生態(tài)廊道數(shù),條;V為生態(tài)節(jié)點(diǎn)數(shù),個(gè);L-V+1為實(shí)際環(huán)線數(shù),個(gè);2V-5為最大可能環(huán)線數(shù),個(gè);3(V-2)為生態(tài)網(wǎng)絡(luò)中最大可能廊道數(shù),條。

由圖1可知，孤島面積僅占前景土地利用類型面積的0.90%,主要集中發(fā)布于建設(shè)用地內(nèi)部,其斑塊孤立，連通性差,但可作為生物遷移的連接點(diǎn)。橋接、支線和環(huán)道面積約為404.48 hm2,占前景土地利用類型面積的4.46%,它們分布較為均勻,對(duì)物種擴(kuò)散和能量流動(dòng)極為重要。

根據(jù)斑塊重要性(dPC)進(jìn)行篩選,將dPC≥0.01的核心區(qū)斑塊作為生態(tài)源地。由圖1可知,研究區(qū)生態(tài)源地斑塊總數(shù)為237個(gè),總面積為6 421.49 hm2。生態(tài)源地斑塊數(shù)量占比僅為10.40%,而面積占比高達(dá)89.89%。這說(shuō)明研究區(qū)大型核心斑塊居主導(dǎo)地位,對(duì)維護(hù)生物多樣性具有重要意義。面積小于10 hm2的生態(tài)源地斑塊數(shù)占比為62.45%,其面積占比僅為7.26%,這說(shuō)明研究區(qū)生態(tài)源地斑塊碎片化十分嚴(yán)重,不利于物質(zhì)交換和能量流動(dòng)。

2.2 生態(tài)景觀阻力評(píng)價(jià)

由表2、圖2可知,研究區(qū)建設(shè)用地面積占比最大,交通用地連接度指數(shù)較高,它們形成的分隔作用明顯,不利于生物遷徙。綠地同類斑塊鄰接比最小,這表明綠地斑塊破碎化程度最高。濕地平均斑塊面積、同類斑塊鄰接比、連接度指數(shù)和單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值最大,這表明濕地集聚程度最高,其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能也最好。耕地總生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值最大,但其提供的單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值遠(yuǎn)低于林地和濕地。林地平均斑塊密度、連接性指數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值均較大,對(duì)維護(hù)城市生物多樣性十分重要。

表2 研究區(qū)各土地利用類型的景觀格局指數(shù)和單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值

Table 2 Landscape pattern indexes and ecosystem services value per unit area of different land use types

景觀類型NPCA/hm2PDAREA-MN/hm2LSIPLADJCONNECT單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值/(元·hm-2) 耕地 442181.300.7741.0130.8397.71 1.2116 657.15 林地10133.840.1833.5016.5897.152.0659 291.02 河流湖泊12227.800.2122.7841.4292.142.4895 620.48 坑塘溝渠8110.410.1412.8512.3196.181.9495 620.48 濕地21.450.003 572.311.9598.38100.00115 482.55 綠地1 05927.611.842.6177.9285.171.0850 334.11 建設(shè)用地1 029228.651.7922.2243.1497.150.820 交通用地12641.870.2233.2689.5886.164.430 其他用地19321.870.3411.3219.9195.740.9213 768.51

NP為斑塊數(shù)量;CA為斑塊類型面積;PD為斑塊密度;AREA-MN為平均斑塊面積;LSI為景觀形狀指數(shù);PLADJ為同類斑塊鄰接比;CONNECT為連接度指數(shù)。

圖2 研究區(qū)各土地利用類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值

在構(gòu)建生態(tài)阻力面時(shí)選擇土地利用類型和坡度研究區(qū)阻力因子,并采用德爾菲法和層次分析法[10]分別賦予0.8和0.2的權(quán)重值(表3)。同時(shí)基于不同土地利用類型的景觀格局指數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值,確定不同土地利用類型的生態(tài)景觀阻力。由表3可知,各土地利用類型阻力值由大到小依次為建設(shè)用地、交通用地、其他用地、耕地、綠地、水域、林地和濕地。按各像元土地利用類型和坡度分別進(jìn)行阻力和權(quán)重賦值,再采用ArcGIS 10.2軟件柵格計(jì)算器得到研究區(qū)阻力面,并以此構(gòu)建生態(tài)廊道。

2.3 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建及優(yōu)化分析

采用MCR模型提取研究區(qū)潛在生態(tài)廊道。由圖3可知,研究區(qū)共提取435條潛在生態(tài)廊道,總長(zhǎng)度為248 823 m。多數(shù)生態(tài)廊道位于河流或林帶,生態(tài)阻力小,無(wú)需優(yōu)化。但部分廊道穿越建設(shè)用地,生態(tài)阻力極大,需要優(yōu)化。生態(tài)源地盲區(qū)為因生態(tài)源地間無(wú)法形成結(jié)構(gòu)性連接,導(dǎo)致生態(tài)網(wǎng)絡(luò)存在覆蓋度較低的區(qū)域。根據(jù)GIS緩沖區(qū)分析結(jié)果,研究區(qū)生態(tài)源地盲區(qū)面積為196.6 km2,占研究區(qū)總面積的34.2%,主要分布于生態(tài)環(huán)境較差的城中村、舊工業(yè)用地和建筑密集區(qū)。為彌補(bǔ)生態(tài)源地盲區(qū),提升城市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能,必須對(duì)其進(jìn)行連接度優(yōu)化。依據(jù)泰森多邊形法則,增添面積≥0.5 hm2的生態(tài)斑塊作為踏腳石,并采用ArcGIS開發(fā)工具Pinchpoint Mapper形成電流密度圖,將電流密度值接近1的點(diǎn)作為生態(tài)夾點(diǎn)(圖3)。共添加70個(gè)踏腳石和新增192條生態(tài)廊道。優(yōu)化后,研究區(qū)α指數(shù)由0.42增至0.53,生態(tài)網(wǎng)絡(luò)分布更均勻,回路缺失區(qū)域大幅減少,網(wǎng)絡(luò)通達(dá)性進(jìn)一步提高;β指數(shù)由1.84增至2.04,網(wǎng)絡(luò)中每個(gè)節(jié)點(diǎn)的平均連線數(shù)增多,斑塊之間相互聯(lián)系更加容易,網(wǎng)絡(luò)復(fù)雜性大幅提升,生態(tài)流動(dòng)效率提高;γ指數(shù)由0.62增至0.69,生態(tài)源地連接度大幅提升,這說(shuō)明添加的踏腳石和新增的生態(tài)廊道已經(jīng)有效地將原先孤立、分散的生態(tài)源地與其他生態(tài)源地連接起來(lái)。

表3 研究區(qū)景觀阻力因子及其權(quán)重和相對(duì)阻力值

Table 3 Landscape resistance factors and their weights and relative resistance values in the study area

阻力因子權(quán)重分級(jí)指標(biāo)阻力值 土地利用類型0.80濕地1 林地5 水域10 綠地20 耕地40 其他用地600 交通用地700 建設(shè)用地1 000 坡度0.20≤2°1 >2～5°10 >5～15°30 >15～25°60 >25°100

圖3 研究區(qū)潛在生態(tài)廊道和優(yōu)化的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)

2.4 生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)有效性分析

由圖4、表4可知,生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)后的生態(tài)用地面積比2015年生態(tài)用地增加886.91 hm2,其增量相當(dāng)于達(dá)到2020年城市規(guī)劃方案中生態(tài)用地面積所需增加面積的33.3%,且優(yōu)化后生態(tài)用地斑塊密度大幅下降,平均斑塊面積明顯增加,說(shuō)明生態(tài)斑塊景觀破碎度得到明顯改善。

圖4 研究區(qū)2015、2020年城市規(guī)劃方案和生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)方案中生態(tài)用地分布

表4 研究區(qū)2015、2020年城市規(guī)劃方案和生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)方案的景觀格局指數(shù)

Table 4 Landscape pattern indexes of ecological land in 2015, in urban planning for 2020 and in the expected ecological network after optimization

方案生態(tài)用地總面積/hm2PDAREA-MN/hm2LSICONNECTCOHESIONSPLIT 2015年10 147.116.2615.9855.081.2299.67 7.90 2020年城市規(guī)劃方案12 807.2714.346.9768.260.6298.0584.62 該研究生態(tài)網(wǎng)絡(luò)重構(gòu)方案11 034.023.0133.2363.992.0199.981.13

PD為斑塊密度;AREA-MN為平均斑塊面積;LSI為景觀形狀指數(shù);CONNECT為連接度指數(shù);COHESION為斑塊結(jié)合度;SPLIT為分離度指數(shù)。

2020年城市規(guī)劃方案十分重視生態(tài)建設(shè),規(guī)劃的生態(tài)用地面積大幅增加,但其斑塊連接度仍然很低,不利于物種交流和能量傳遞。與其他情景相比,優(yōu)化的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建方案中生態(tài)用地分離度指數(shù)大幅下降,說(shuō)明構(gòu)建的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)提升了生態(tài)景觀連接度水平。而2020年城市規(guī)劃方案中生態(tài)用地分離度指數(shù)最大,這對(duì)生態(tài)用地連接度起負(fù)面作用。綜合比較3個(gè)情景,優(yōu)化的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)能有效降低生態(tài)用地破碎度,提高斑塊間連接度水平,改善生態(tài)景觀格局。

3 討論

3.1 徐州市中心城區(qū)景觀格局特征變化

研究區(qū)生態(tài)源地空間分布不均勻,特別是北、東部地區(qū)生境斑塊較少,分布較孤立、分散。近年來(lái),徐州市開始重視生態(tài)建設(shè),2015年生態(tài)用地面積為101.10 hm2,比2005年增長(zhǎng)20.54 hm2[25],其占研究區(qū)面積比例從13.84%提升至17.59%,但遠(yuǎn)低于廣州市(56.64%[15])和廈門市(45.87%[26])以及京津冀城市群(44.37%[3])。這主要與徐州市產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)有關(guān)。作為老工業(yè)基地,2003—2013年徐州市工業(yè)用地面積擴(kuò)張3 077.46 hm2,且主要集中于東、北部[27],自然生態(tài)空間不斷被擠壓。煤礦開采也造成主要分布于西北、東北部,面積為1.5×104hm2的塌陷地[9],進(jìn)一步加劇了當(dāng)?shù)鼐坝^破碎化程度。相關(guān)研究[25]也表明,徐州市低效用地主要分布于西北和東北部,其面積占全市面積的9.94%。因此,應(yīng)加強(qiáng)對(duì)徐州市東、北部核心區(qū)生境斑塊的保護(hù),合理利用采煤塌陷地和低效用地構(gòu)建生態(tài)網(wǎng)絡(luò),促進(jìn)城市可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的提升。

3.2 生態(tài)阻力的成因與減緩

生態(tài)阻力面作為MCR模型的成本數(shù)據(jù),其關(guān)鍵是阻力值的確定,不同阻力值賦值方案會(huì)對(duì)網(wǎng)絡(luò)模擬結(jié)果產(chǎn)生重要影響[1]?？紤]到生態(tài)系統(tǒng)自身具有復(fù)雜性、動(dòng)態(tài)性、異質(zhì)性的特點(diǎn)[28],阻力值不是絕對(duì)值,只反映阻力的相對(duì)大小、物質(zhì)能量和信息向外擴(kuò)散的難易程度[29]。景觀要素的類型組成、空間格局配置和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能直接決定斑塊的生態(tài)阻力[26]。在缺少詳細(xì)生物資料的情況下,筆者研究基于景觀格局指數(shù)[11,15]和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值[30]確定各土地利用類型的生態(tài)阻力值,同時(shí)綜合考慮坡度影響構(gòu)建的生態(tài)阻力因子體系具有較好的實(shí)用性。

生態(tài)阻力因子與研究區(qū)生態(tài)格局實(shí)際情況密切相關(guān)。以城市中心劃分4個(gè)象限,西南、西北、東北和東南區(qū)域生態(tài)用地面積分別占研究區(qū)生態(tài)用地面積的37.86%、22.54%、17.95%和21.65%。西南區(qū)域生態(tài)用地分布有云龍山、云龍湖和泉山公園等大型斑塊,連通性好,生態(tài)阻力小。盡管西北區(qū)域生態(tài)用地面積占比較高,但多為零星的公園綠地,連通性差。北部區(qū)域生態(tài)用地多為工業(yè)防護(hù)綠地,缺少生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能較高、生境適宜性較大的生態(tài)源地。東北部三環(huán)以內(nèi)區(qū)域基本被建設(shè)用地占用,聯(lián)系東、北部區(qū)域的生態(tài)廊道在此被切斷,使生態(tài)源地間無(wú)法有效連接。從整體來(lái)看,研究區(qū)南、北部區(qū)域生態(tài)用地連通性差,中心區(qū)域尤為嚴(yán)重,不利于物質(zhì)交換和能量流動(dòng),因此筆者通過(guò)添加踏腳石斑塊和生態(tài)廊道[14-15],以優(yōu)化生態(tài)用地連通性,緩解生態(tài)阻力大的問(wèn)題。

3.3 徐州市中心城區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)優(yōu)化

就優(yōu)化后的徐州市中心城區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)而言,其西南、西北和東部區(qū)域都有連接著主要生態(tài)源地的重要生態(tài)廊道,這能有效緩解采煤區(qū)塌陷、老工業(yè)基地發(fā)展和城市擴(kuò)張帶來(lái)的景觀破碎化問(wèn)題,這些區(qū)域需要在開展生態(tài)建設(shè)時(shí)予以重點(diǎn)保護(hù)和建設(shè)。而優(yōu)化后新增的生態(tài)廊道主要分布在云龍湖以北等老城區(qū)范圍和大黃山以東的城市外圍區(qū)域,能有效溝通研究區(qū)西南部區(qū)域與北、東部區(qū)域的聯(lián)系,起到優(yōu)化整體生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的作用。郭宏斌等[26]基于最小耗費(fèi)距離模型構(gòu)建了廈門市生態(tài)網(wǎng)絡(luò),隨著生態(tài)廊道數(shù)量的增加,α、β和γ指數(shù)分別增加0.26、0.53和0.18,均低于筆者研究,這可能是因?yàn)橹苯舆x取較大規(guī)模的林地和園地作為生態(tài)源地,而忽視了中、小斑塊的作用。楊志廣等[15]基于MSPA方法和MCR模型構(gòu)建廣州市生態(tài)網(wǎng)絡(luò),優(yōu)化的生態(tài)網(wǎng)絡(luò)α、β和γ指數(shù)分別為0.68、2.07和0.79,略高于筆者研究,這可能是因?yàn)槭墚a(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)、煤礦開采和自然山水資源稟賦等條件限制,徐州市中心城區(qū)景觀破碎化程度更高。

4 結(jié)論

以徐州市中心城區(qū)為對(duì)象,應(yīng)用形態(tài)學(xué)空間格局分析(MSPA)和景觀連通性指數(shù)法,篩選dPC≥0.01的核心區(qū)作為生態(tài)源地;基于土地利用類型的景觀格局指數(shù)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值以及坡度構(gòu)建的阻力面更符合徐州市中心城區(qū)的生境特點(diǎn);采用最小累積阻力模型(MCR)和電路理論、圖論等相結(jié)合的方法,添加70個(gè)踏腳石斑塊和192條生態(tài)廊道,以彌補(bǔ)現(xiàn)有生態(tài)網(wǎng)絡(luò)的不足。綜合對(duì)比可知,重構(gòu)后的徐州市中心城區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡(luò)景觀破碎化程度大幅度降低,斑塊連通性增加,斑塊結(jié)合度提高,分離度降低,區(qū)域景觀格局和生態(tài)安全顯著改善。以徐州市中心城區(qū)生態(tài)本底為研究對(duì)象,采用多種方法重構(gòu)的生態(tài)網(wǎng)絡(luò),其穩(wěn)定性和安全性得到有效驗(yàn)證。這不僅為徐州市中心城區(qū)進(jìn)一步開展生態(tài)建設(shè)提出可行性方案,還可為其他傳統(tǒng)礦業(yè)城市轉(zhuǎn)型、低效用地再開發(fā)和未來(lái)國(guó)土空間規(guī)劃提供科學(xué)參考。但由于缺少徐州市中心城區(qū)詳細(xì)的生物資料,生態(tài)阻力面的構(gòu)建還存在一定局限性。下一步需加強(qiáng)研究區(qū)生態(tài)本底調(diào)查,綜合考慮道路、人為干擾等因素影響,并重點(diǎn)關(guān)注可能存在的生態(tài)盲區(qū)。