城市密集建成区生态廊道体系规划研究

刘婕

摘 要：众多城市经历了高速的城市化发展，形成了城市的密集建成区，建设用地连绵、生态用地破碎严重、生态安全问题尤为突出。此类地区由于用地紧张，难以腾挪出大面积土地规划生态斑块，因此建立互联的生态廊道，充分发挥绿地系统整体规模效应，对保护密集建成区生态安全格局显得尤为重要。文章以广州市都会区为例，在GIS技术的支撑下，采用最小耗费距离模型、障碍影响指数方法评估生态连接度，拟定生态廊道最佳路径，并考虑控规可实施性划定生态廊道体系空间边界，优化了广州密集建成区的绿地布局。生态廊道体系规划方法与论证过程，可为其它城市密集建成区绿地系统优化提供技术参考。

关键词：城市密集建成区；生态廊道；生态安全格局

改革开放后，我国的经济高速成长，令城市建设取得了举世瞩目的发展成就。然而与此同时，城市空间资源利用与生态环境保护的矛盾日益凸显。尤其是城市密集建成区作为城市人口与建设集聚的核心区域，城市建设用地连绵发展、生态用地面积逐年减少，孤岛化、破碎化的生态绿地，导致城市生态调控能力和恢复能力急剧下降[1]，城市生态安全问题尤为突出。

为了减少城市绿地的破碎化，生态学家和生物保护学家开始提倡通过规划和发展城市绿地生态廊道来维持和增加绿地的连接[2]。连接的绿地斑块可以促进基因流动、协助物种迁移，对于生态安全格局维护起着至关重要的作用[3]。因此，对于难以腾挪出大面积土地规划生态斑块的城市密集建成区，建立生态廊道链接生态斑块，能起到充分发挥绿地系统整体规模效应的作用。

本文以广州市密集建成区——都会区为例，探索了特大城市密集区更为有效的生态保护与建设途径，从而切实改善城市宜居环境品质，以期为其他城市绿地系统规划与建设提供参考。

1 城市密集区生态廊道体系规划方法研究

本文生态廊道体系是指包括带状生态空间及其联系的面状生态区，是以连接和贯通为特征的，由水系、农田、山林地、各类城市绿地及部分低密度、低强度建设地区构成的空间网络体系。

1.1 生态廊道分级及宽度间距设置

生态廊道分级是确定生态廊道体系规划的基础和前提[4]。基于生态廊道的分级，才能根据其承载的不同功能，明确相应的合理尺度及选线。

根据不同尺度下生态廊道的主导功能用途，构建区域生态廊道、组团生态廊道、绿道三层级的生态廊道体系。结合相关研究，根据服务功能需要，设置不同等级的生态廊道宽度与间距要求（表1）。

1.2 线路选择

（1）识别生态斑块

基于宏观规划及区域山水格局分析，识别重要的生态斑块，包括风景名胜区、森林公园、河流水库、主要河涌、基本农田等。

（2）生态连接度评估

潜在的生态网络是由源的质量、源与源之间不同土地利用类型的景观阻力决定的[5]，采用最小耗费距离模型、障碍影响指数方法计算生态连接度，辨别出潜在生态连接度地区以及生态连接度高度丧失地区，从而选择生态廊道最佳路径。

（3）细化生态廊道边界

在拟定的生态廊道路径基础上，结合不同等级生态廊道宽度设置，明确各级生态廊道控制范围。按标准初步划定生态廊道，结合对应区域控规与建设用地现状，进行边界局部校正，形成生态廊道布局方案。

3 规划实践

3.1 区域概况

广州位于珠三角中部，北依白云山，南临珠江，在珠三角地区承担着重要的生态职能。

利用1986年、1995年、2000年和2010年TM遥感影像进行建设用地解译。结果显示，广州市都会区建设用地从1986到2010年增长约400平方公里，生态绿地退缩430平方公里。至2010年，都会区除珠江水系水体，其他区域已基本不存在连续的生态廊道系统。

利用Fragstats对都会区生态绿地景观格局进行测度，2010年斑块数量是1986年的13倍。生态绿地从90年代到2000年破碎化速率最快，同时斑块聚集度逐年下降。

3.2 数据来源

本文采用数据为2007年广州市土地利用调查数据，广州市1986年、1995年、2000年和2010年TM遥感影像数据，广州市城市绿地系统规划（2010-2020）修编基础数据。

3.3 基于生态连接度评估确定都会区生态廊道结构

识别都会区中应重点保护的生态斑块，在此基础上根据不同种类人工建设用地类型的生态影响特征，确定3种人工障碍用地类型（人为影响发生源），并参考相关研究成果和广州市实际情况确定其障碍影响指数计算的权重参数，计算出不同障碍类型对数函数曲线的形态调节参数（表2）。

将研究区所有景观组分按照性状相近的原则合并成6种不同的人为影响传播介质类型，以便确定最小耗费距离计算的影响矩阵（阻力层）。计算不同介质类型障碍系数和阻力值如表3所示，阻力值An代表了每种受影响土地类型在有影响的距离内的最大阻力值。

利用最小耗费距离模型，分别以B1、B2、B3为源。以V1-V6为阻力面，计算出3种人工障碍用地类型对广州市不同类型用地的最小耗费距离ds，然后分别计算出3种人工障碍用地类型的障碍效应Ys；再通过Y=■Ys计算出总人工障碍效应Y；最后将Y等间距分为0～10级来代表障碍影响指数BEI的程度差异，并在空间上予以直观表达，用以反映各种人工建设用地类型在景观内部综合障碍效应的空间分异特征。

从广州市都会区障碍影响指数（BEI）分级的空间分布情况看，低程度影响（BEI 1～5）区域主要分布在北部地势较高、受人为干扰较少的山地以及南部大片农田分布区，生态用地主要是受到区域性交通干线以及部分村镇建设的分割。

在綜合考虑人工障碍效应、距离效应、相邻土地利用类型和植被类型等多方面影响的情况下，基于林班图和土地覆盖类型选取的10公顷以上的城市绿地和林地作为源，以BEI为阻力面，计算生态用地的耗费距离，制定都会区生态连接度ECI分级。

从不同ECI区域的面积比重分布看，无连接区域（ECI=1）占都会区总面积的31.53%，低连接度区域（ECI=2）占都会区总面积的23.64%。由于建设用地对自然景观的阻碍作用，无连接和低连接区域主要分布在建成区及其边缘。极高连接度区域占都会区总面积的30.94%，由于都会区边缘有大型连绵山体，境内水系丰富，这些自然景观是主要的高连接度区域。而处于中间层次的中等连接度（ECI=3）和高连接度（ECI=4）区域合计面积比重只有不到14%，未表现出明显的过渡型分布特征。

对低连接度及以上地区，保持或提高连通性。对生态连接度高度丧失地区，增补生态廊道，从而确定都会区生态廊道结构（图1）。

3.4 都会区生态廊道边界划定

为协调相关规划，面向落地，提高生态廊道体系规划的可操作性，按照控制性详细规划的用地性质及地块划分、现状建设情况对生态廊道的空间边界进行细化及修正。

最终划定广州都会区生态廊道体系方案（图2）。都会区生态廊道面积达到585.2平方公里，占都会区面积43.7%。其中区域生态廊道约长293.4公里，面积达530.9平方公里；组团生态廊道约长189.5公里，面积达54.3平方公里；城市绿道约长868.9公里。

4 结束语

本文基于GIS平台，利用最小耗费距离模型和障碍影响指数、生态连接度指数计算方法，辨别都会区潜在生态连接度地区以及生态连接度高度丧失地区。结果表明，城市绿地和人工障碍物是导致都会区障碍影响指数空间分异的主要景观成分类型，现状生态资源用地类型呈现明显的碎裂化和孤岛状分布格局。而城市密集建成区建设用地扩张过程中的无序性和不合理性是导致生态连接度降低的真正原因。在拆建成本极高的城市密集建成区，建设大面积的生态保护区等显得不太现实。构建增加生态斑块连接性的生态廊道、形成生态网络，是保障城市密集建成区生态安全的最有效、最具实施性途径。

下一步，在划定的生态廊道体系基础上，还应开展分类建设指引研究。从边界控制、土地使用、指标控制、建设引导四大方面制定生态廊道控规指引，拓宽现有控规图则管控指标，有效指导层次规划落实生态廊道规划地区建设要求，强化生态与开敞空间的刚性管控。

参考文献

[1]曾辉，夏洁，张磊.市景观生态研究的现状与发展趋势[J].地理科学，2003，23（4）：484-492.

[2]Paetkau D， Waits L， Clarkson P，etal. Dramatic variation in genetic diversity across the range of North American brown bears. Conserve Biol，1998， 12 （2）： 418-429.

[3]Brown JH， Kodrick-BrownA. Turnover rates in insularbiogeography： effectof immigration on extinction. Ecology， 1977， 58： 445-449.

[4]李王鸣，等.城镇生态廊道规划研究——以浙江湖州市埭溪镇为例[J].城市发展研究，2010，17（3）：75-79.

[5]孔繁花，尹海偉.济南城市绿地生态网络构建[J].地理科学，2008，28（4）：1711-1719.