謝 婧, 李 文
(東北林業(yè)大學(xué) 園林學(xué)院, 黑龍江 哈爾濱 150040)
在新型城鎮(zhèn)化進(jìn)程的不斷推進(jìn)下,城市無序蔓延,蠶食周邊空間的自然資源,產(chǎn)生了如生態(tài)斑塊破碎化、生態(tài)效益下降等問題[1]。根據(jù)新版城市綠地分類標(biāo)準(zhǔn),城鄉(xiāng)交界區(qū)的“其他綠地”已轉(zhuǎn)化為“區(qū)域綠地”,該標(biāo)準(zhǔn)旨在強(qiáng)調(diào)城市邊緣區(qū)生態(tài)要素的整合,改善對長期未受重視的城市建設(shè)范圍外的生態(tài)斑塊規(guī)劃[2]。城鄉(xiāng)生態(tài)空間需進(jìn)行有機(jī)銜接,構(gòu)建與優(yōu)化生態(tài)安全格局是現(xiàn)階段維持區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的有效途徑,對城鄉(xiāng)生態(tài)的可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。
生態(tài)安全格局是基于景觀生態(tài)學(xué)原理,通過識別源地、構(gòu)建廊道使各類生態(tài)要素有機(jī)連接起來的網(wǎng)絡(luò)布局模式[3-5]。近年來國內(nèi)外學(xué)者提出多學(xué)科交叉的模型方法,從圖論[6]、拓?fù)鋄7]、電路理論[8]、物種擴(kuò)散[9]等角度出發(fā)構(gòu)建生態(tài)安全格局。源地選擇、阻力面設(shè)置與廊道選址是構(gòu)建生態(tài)安全格局的重要步驟。在源地選擇上,較多學(xué)者應(yīng)用形態(tài)學(xué)空間格局分析[10]、數(shù)學(xué)形態(tài)學(xué)進(jìn)行景觀格局分析[11]、生態(tài)用地重要性評價[12]以及自然保護(hù)地[13]等來進(jìn)行識別。阻力面設(shè)置方面,現(xiàn)有研究大多將環(huán)境破壞現(xiàn)狀[14]、城市人口數(shù)據(jù)[15]等納入阻力因子中并合理分配權(quán)重。廊道選址方面,最小累積阻力模型的應(yīng)用較為成熟[4],結(jié)合景觀格局分析來共同確定廊道布局[16],分析計算廊道的適宜建設(shè)寬度等[17]。本研究在借鑒前人成果的基礎(chǔ)上,基于近年土地變化來量化分析城鎮(zhèn)化對生態(tài)環(huán)境的影響,為后續(xù)研究提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。關(guān)于生態(tài)安全格局的構(gòu)建范圍方面,現(xiàn)有研究多以省市行政區(qū)劃作為研究范圍。在研究尺度上,一些研究側(cè)重于宏觀總體規(guī)劃、大面積景觀要素的評價、對區(qū)域整體生態(tài)建設(shè)方向的把控,具有引導(dǎo)性意義[18]。一些研究從微觀尺度出發(fā),在綜合考慮空間人流量、興趣點(diǎn)等指標(biāo)的前提下,通過計算進(jìn)行綠道選址[19-20]。本研究側(cè)重于城市與鄉(xiāng)村生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)聯(lián)系,不局限于行政區(qū)劃,因地制宜地根據(jù)城市發(fā)展動向確定研究范圍。
在此背景下,本研究總結(jié)了宏觀與微觀尺度研究特點(diǎn)并進(jìn)行有機(jī)結(jié)合,在中觀尺度上構(gòu)建哈爾濱城鄉(xiāng)生態(tài)安全格局。行政區(qū)劃與城市人口、經(jīng)濟(jì)水平密切相關(guān),與生態(tài)規(guī)劃聯(lián)系較少,哈爾濱作為東北地區(qū)核心城市,城鄉(xiāng)全域行政范圍較大,僅以行政區(qū)劃作為研究范圍缺乏足夠的科學(xué)性,且影響到結(jié)論的準(zhǔn)確性與廊道布局細(xì)節(jié)。因此,本研究引入生態(tài)要素耦合的空間觀,結(jié)合景觀生態(tài)學(xué)原理科學(xué)裁切出中觀尺度上的研究范圍,探究哈爾濱市中觀尺度上城鄉(xiāng)空間各類生態(tài)要素的銜接模式與生態(tài)廊道布局的細(xì)節(jié)優(yōu)化措施,旨在實(shí)現(xiàn)城市內(nèi)部與鄉(xiāng)村的生態(tài)系統(tǒng)聯(lián)動,提升區(qū)域生態(tài)效益,為相關(guān)生態(tài)規(guī)劃部門提供決策參考。
哈爾濱市位于黑龍江省南部,是東北地區(qū)工業(yè)發(fā)展重要樞紐[21],總行政面積約為53 100 km2。根據(jù)《哈爾濱市城市總體規(guī)劃(2010-2020)》,以哈爾濱市主城區(qū)行政區(qū)劃將主要研究范圍進(jìn)行框定(圖1)。根據(jù)景觀生態(tài)學(xué)原理[22],生態(tài)廊道的分布以兩兩核心斑塊間的高不可替代性的河流廊道和連續(xù)植被帶構(gòu)成,河流廊道對陸地生物遷徙產(chǎn)生阻隔,景觀阻力值相對較高[10,13,17];結(jié)合劉美[21],李苗等[23],李康康[24]的研究,主城區(qū)南部建設(shè)用地近年來擴(kuò)張迅速,論證了哈爾濱市向南部蔓延的城市發(fā)展動向。本研究以重要河流廊道(松花江、阿什河)為邊界,以其與主城區(qū)南部行政區(qū)劃邊界的圍合區(qū)作為中觀尺度下的研究范圍。
圖1 哈爾濱市行政區(qū)劃及研究區(qū)位置
本研究數(shù)據(jù)包括Landsat5/Landsat8衛(wèi)星在1990,1999,2008,2017年相等間隔的4期影像及數(shù)字高程模型(源自地理空間數(shù)據(jù)云,www.gscloud.cn,分辨率30 m)、《哈爾濱市城市總體規(guī)劃(2010—2020)》(源自哈爾濱規(guī)劃局)、原始矢量數(shù)據(jù)(源自www.openstreetmap.org)。根據(jù)研究需要,將土地類型分為林地、耕地、草地(包括疏林草地)、水域、未利用地和建設(shè)用地6類。結(jié)合解譯結(jié)果與Open Street Map的矢量數(shù)據(jù),在ArcGIS中提取出2017年松花江和阿什河兩河流廊道的面狀要素,與哈爾濱主城區(qū)的行政區(qū)矢量面進(jìn)行裁切,得出研究區(qū)域的矢量面狀要素,面積約159 820 hm2。
1990,1999,2008,2017年4期影像均選自夏季7—9月的無云影像,精度為30 m。在ArcGIS中采用坐標(biāo)系WGS_1984和UTM投影,分別進(jìn)行幾何校正、輻射校正、大氣校正、波段融合,顯示RGB為543假彩色模式,此模式中林地、草地、水域的顯示更為醒目[25],契合研究需要,便于監(jiān)督分類與最大似然法提取工作的進(jìn)行。通過最大似然監(jiān)督分類法在ENVI中對4期影像進(jìn)行分類,以目視解譯法根據(jù)Google Earth在相應(yīng)4 a的高清歷史影像對數(shù)據(jù)糾錯,每期隨機(jī)生成200個驗(yàn)證樣點(diǎn),通過ENVI混淆矩陣和精度評價對土地覆被數(shù)據(jù)進(jìn)行驗(yàn)證,分類精度分別為83.5%,87.0%,89.5%,88.5%,平均精度為87.1%,滿足后續(xù)研究需要。
中觀尺度上,通過分析林地、草地、水域生態(tài)要素在1990—2017年間的耦合模式變化,總結(jié)哈爾濱城鄉(xiāng)空間在城鎮(zhèn)化進(jìn)程中所產(chǎn)生的生態(tài)問題,從而對生態(tài)要素進(jìn)行更科學(xué)的修復(fù)與資源整合,即更具針對性的生態(tài)安全格局構(gòu)建與細(xì)節(jié)優(yōu)化策略。在生態(tài)源地的選擇上應(yīng)避免忽略景觀連通性較差的大面積斑塊,其相對于宏觀尺度格局構(gòu)建更為完善。借鑒微觀尺度的綠道建設(shè),注重小型斑塊的整合與潛力廊道規(guī)劃,結(jié)合城市用地演變,為未來城鄉(xiāng)生態(tài)建設(shè)提供規(guī)劃參考。生態(tài)廊道與鐵路、高速路和國道的相交處為生態(tài)斷裂點(diǎn),應(yīng)以建設(shè)天橋、地下通道、環(huán)形綠道等方式維持景觀連通性,提供物種遷徙空間。
形態(tài)學(xué)空間格局分析法(morphological spatial pattern analysis,MSPA)近年來在源地識別中應(yīng)用廣泛,其從生態(tài)結(jié)構(gòu)連通性入手,基于數(shù)學(xué)形態(tài)學(xué)原理對柵格圖像進(jìn)行空間格局識別[26]。根據(jù)研究需要,在2017年土地柵格中提取林地、草地、水域作為MSPA分析的前景要素,考慮耕地受人為干擾較強(qiáng),將耕地、建設(shè)用地與未利用地設(shè)為背景,轉(zhuǎn)換柵格數(shù)據(jù)為tiff格式的二值圖,在Guidos軟件中識別出7種景觀類型:核心區(qū)、橋接區(qū)、島狀斑塊、環(huán)道區(qū)、邊緣區(qū)、支線、孔隙,并計算相關(guān)指數(shù)。
應(yīng)用Conefor 2.6軟件,輸入斑塊連通距離閾值和連通概率,計算得出斑塊的景觀連通性等指數(shù)。景觀連通性是衡量生態(tài)過程相聯(lián)系程度的重要指標(biāo),可能連通性指數(shù)(the probability index of connectivity, PC)在現(xiàn)有研究中應(yīng)用較多,其綜合考慮物種遷徙擴(kuò)散的概率,是較為成熟的評價指標(biāo);可能連通性指數(shù)變化量(the delta values for probability index of connectivity, dPC)常用來反應(yīng)斑塊重要性[27],公式如下:
(1)
(2)
斑塊阻力值代表物種擴(kuò)散的困難程度,本研究根據(jù)實(shí)地情況,基于熵值法并結(jié)合楊志廣等[17]研究方法對各土地類型賦值,范圍為1~1 000。生態(tài)源地是物種擴(kuò)散的源頭,極重要核心區(qū)是生態(tài)效益僅次于源地的斑塊,二者均具有保護(hù)生物多樣性的作用,阻力值最小,賦值為1。其余核心區(qū)的阻力值有所增大,但因核心區(qū)具有較高的生態(tài)價值,在整體阻力面中仍屬于低阻力區(qū)[15]。橋接區(qū)促進(jìn)區(qū)域物質(zhì)信息流動,賦值為10~20。島狀斑塊與其他斑塊的連通程度一般,賦值為30。其他草地、林地、水域斑塊由于面積小、連通性差,賦值為80~100。耕地受人為干擾,賦值為300。地形對物種擴(kuò)散產(chǎn)生影響[15],通過ArcGIS分析得出研究區(qū)的坡度與海拔,賦值范圍為1~1 000。坡度上,根據(jù)寒地物種棲息地特征[28],地形坡度小于5°時,物種擴(kuò)散自由,賦值為1,當(dāng)坡度大于20°,物種遷徙較困難,賦值為800。海拔上,物種擴(kuò)散難度隨著高程增加而增大。
研究區(qū)景觀要素類型具有較大權(quán)重,坡度次之;研究區(qū)地處東北平原,海拔較低,其阻力值與權(quán)重也相對較小。綜上所述,基于熵值法[29]計算各指標(biāo)的離散程度,得出景觀要素類型、坡度、高程的權(quán)重分別為0.65,0.29,0.06(表1)。
表1 生態(tài)阻力面賦值及權(quán)重
最小累積阻力模型(minimum cumulative resistance model,MCR)是現(xiàn)有廊道識別和生態(tài)安全格局構(gòu)建的有力途徑[26],該模型計算源點(diǎn)到目標(biāo)點(diǎn)所需要克服的最小累積阻力,獲得兩者之間的最小成本路徑,即物種擴(kuò)散與能量流動的最優(yōu)通道,公式如下:
(3)
式中:MCR為最小成本值;Dij表示從原點(diǎn)j到空間單元i的空間距離;Ri表示空間單元i的阻力系數(shù)。
關(guān)于生態(tài)廊道的相對重要性評價,重力模型[15,17]能夠科學(xué)評估生態(tài)源與目標(biāo)之間的相互作用程度;相互作用力值越大,兩者間的生態(tài)廊道在區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)中具有越重要的地位。公式如下:
(4)
式中:Gij代表研究區(qū)域內(nèi)斑塊i與j之間的相互作用力強(qiáng)度;Si為斑塊i的面積;Sj為斑塊j的面積;Pi為斑塊i的阻力值;Pj為斑塊j的阻力值;Lij為斑塊i與斑塊j之間廊道的累積阻力值;Lmin為研究區(qū)域所有廊道的最大累積阻力值。
此外,網(wǎng)絡(luò)閉合指數(shù)(α指數(shù))、網(wǎng)絡(luò)連接度指數(shù)(β指數(shù))、網(wǎng)絡(luò)連通率指數(shù)(γ指數(shù))反映出生態(tài)空間結(jié)構(gòu)中源地與廊道的連接關(guān)系,以及生態(tài)安全格局結(jié)構(gòu)的復(fù)雜程度與生態(tài)效益。指數(shù)與廊道連通性呈正相關(guān)[30],計算公式如下:
(5)
(6)
(7)
式中:L為生態(tài)廊道數(shù)(個);V為生態(tài)節(jié)點(diǎn)數(shù)(個)。
計算生成的生態(tài)廊道為矢量線,實(shí)際規(guī)劃中的廊道需具備合理建設(shè)寬度,寬度過小則難以提供物種遷徙場所,寬度過大則將涵蓋較多建設(shè)用地。結(jié)合相關(guān)研究[17,31-32],以60,100 m進(jìn)行廊道緩沖區(qū)分析,得出各寬度廊道內(nèi)的景觀類型及面積,選取適宜寬度作為相關(guān)規(guī)劃的決策參考。
研究區(qū)在2017年的耕地面積為74 322.30 hm2,約占研究區(qū)域總面積的46.50%,主要分布于鄉(xiāng)村空間,城鄉(xiāng)交錯地區(qū)的部分耕地被新建機(jī)場等建設(shè)用地取代,林地與草地呈破碎狀與建設(shè)用地穿插分布于城市內(nèi)部空間(圖2)。在早期1990年,研究區(qū)各生態(tài)斑塊較為完整,耕地面積占總體的55.78%,主要分布在主城區(qū)外圍及河流水域附近;林地斑塊面積共21 238.70 hm2,呈聚集狀;未利用地面積占總體的10.81%,主要分布于北部松花江沿岸一帶。1999年,建設(shè)用地面積增加至26 973.30 hm2,城市內(nèi)部與城鄉(xiāng)交錯區(qū)建設(shè)用地已銜接;水域面積因水田建設(shè)而有所增加。2008年,建設(shè)用地繼續(xù)擴(kuò)張,城市內(nèi)部修建公園,疏林草地面積占研究區(qū)的9.80%,散點(diǎn)式分布于城市內(nèi)部。到2017年,生境斑塊破碎化加劇,水域與草地斑塊數(shù)量的增值分別613和10 858,亟待修復(fù)與整合(表2)。
表2 研究區(qū)域1990-2017年間各類土地利用變化
圖2 研究區(qū)域1990,1999,2008,2017年4期土地利用類型變化
中觀尺度下,生態(tài)要素耦合機(jī)制由大面積鑲嵌轉(zhuǎn)變?yōu)槠扑榛S機(jī)耦合(見圖3)。
(1) 1990年的中心城區(qū),生態(tài)斑塊布局分散,草地、裸地以及少量水域斑塊穿插分布于建設(shè)用地空隙中。到2017年,中心城區(qū)建設(shè)用地被道路綠地劃分為整齊有序的布局狀態(tài),早年的大面積草地及未利用地已被喬灌木群落覆蓋,生態(tài)要素更為破碎化。市中心區(qū)生態(tài)安全格局的優(yōu)化應(yīng)避免在廊道緩沖區(qū)內(nèi)進(jìn)行過多工業(yè)建設(shè),需有機(jī)整合近年新增綠地,改善生態(tài)要素破碎化的耦合狀態(tài),提升中心城區(qū)的生態(tài)效益。
(2) 1990年的城鄉(xiāng)交錯區(qū)域,耕地的面積比重較大,斑塊耦合較為完整,大面積草地斑塊鑲嵌于耕地斑塊周邊,該區(qū)尚有未整合的林地及裸地。到2017年,城鄉(xiāng)交錯區(qū)用地布局較復(fù)雜,無明確本底,建設(shè)用地與生態(tài)斑塊面積接近,人為規(guī)劃的綠地與防護(hù)林廊道已出現(xiàn),耕地的破碎度增加,區(qū)域內(nèi)呈現(xiàn)出耕地—林地—草地三者組團(tuán)散布的耦合狀態(tài)。此類地區(qū)應(yīng)重點(diǎn)修復(fù)新增建設(shè)用地附近污染的濕地、秸稈焚燒后的耕地、移栽后的林地等,避免生境破碎度進(jìn)一步增加。
(3) 1990年的鄉(xiāng)村區(qū)域,耕地為該區(qū)本底,建設(shè)用地以居住用地為主,草地與林地斑塊少量鑲嵌于耕地斑塊中。到2017年,鄉(xiāng)村區(qū)域開始出現(xiàn)大型農(nóng)業(yè)設(shè)施,機(jī)場等特殊用地,新建鐵路、高速路切割了該區(qū)原有生境斑塊。鄉(xiāng)村生態(tài)格局優(yōu)化應(yīng)注重對生態(tài)斑塊與重要道路交接處的生態(tài)斷裂點(diǎn)的修復(fù),通過修筑天橋、地下通道等措施,彌補(bǔ)城市擴(kuò)張造成的鄉(xiāng)村環(huán)境惡化。
以2017年土地柵格中林地、草地、水域作為前景要素,耕地、建設(shè)用地與未利用地作為背景要素,在Guidos中識別出7種景觀類型:核心區(qū)、橋接區(qū)、島狀斑塊、環(huán)道區(qū)、邊緣區(qū)、支線、孔隙,分析計算各景觀指數(shù)。根據(jù)表3,核心區(qū)面積為11 195.00 hm2,斑塊數(shù)量為8 516個,占景觀要素總面積的22.03%,主要分布于研究區(qū)北部,斑塊的南北連通性較差。橋接區(qū)斑塊數(shù)量較多,為45 208個,斑塊密度大于核心區(qū),景觀形狀指數(shù)為302.50。島狀斑塊密度較小而數(shù)量較多,斑塊總面積為6 567.29 hm2,占景觀要素總面積的12.92%。邊緣區(qū)與支線的斑塊數(shù)量分別為26 283,41 392個,斑塊破碎度較大??紫对谘芯繀^(qū)的面積占比最小,為0.70%。
表3 哈爾濱市城鄉(xiāng)生態(tài)耦合不同景觀要素的生態(tài)學(xué)含義及景觀指數(shù)
結(jié)合前人研究[8,10,13,33],將斑塊連通距離閾值設(shè)為500 m,連通概率為0.5,應(yīng)用Conefor 2.6計算并分級評價,將核心區(qū)分為5級:生態(tài)源地dPC>2,極重要核心區(qū)2>dPC>1,一級核心區(qū)1>dPC>0.1,二級核心區(qū)0.1>dPC>0.01,三級核心區(qū)0.01>dPC。由于橋接區(qū)能夠促進(jìn)區(qū)域物質(zhì)信息流動,島狀斑塊被認(rèn)定為生態(tài)廊道發(fā)展的潛力節(jié)點(diǎn)[33],因此本研究對橋接區(qū)和大面積島狀斑塊進(jìn)行評價與提取,將橋接區(qū)分為3個等級:一級橋接區(qū)dPC>0.8,二級橋接區(qū)0.8>dPC>0.2,三級橋接區(qū)0.2>dPC。結(jié)合文獻(xiàn)[15,17,33]最終選取dPC>2的15個斑塊作為生態(tài)源地(表4)。
表4 哈爾濱市城鄉(xiāng)生態(tài)耦合核心區(qū)(生態(tài)源地)景觀連通性重要程度排序
基于最小累積阻力模型、15個生態(tài)源地與綜合阻力面,在ArcGIS中計算得出105條生態(tài)廊道。通過重力模型計算源地相互作用矩陣(表5),結(jié)合楊志廣等[17],陳德超等[22]研究,相互作用力大于150的廊道為重要廊道,共計42條,其余為一般廊道,共計63條。斑塊3與斑塊7間的相互作用力最大,為1 478 222.0,此兩斑塊間距離較短,物種擴(kuò)散阻力較小,后期規(guī)劃中應(yīng)加強(qiáng)斑塊3與斑塊7間廊道的圍合保護(hù)。
表5 哈爾濱市城鄉(xiāng)生態(tài)耦合基于重力模型構(gòu)建的生態(tài)源地相互作用矩陣
前期結(jié)果表明,生態(tài)廊道集中于研究區(qū)北部,南部廊道體系連通性較差,結(jié)合楊志廣等[17]在研究區(qū)南部重新選取具重要生態(tài)意義的斑塊,構(gòu)建新的廊道來完善區(qū)域廊道體系。選擇除生態(tài)源地外剩余核心區(qū)中面積較大、連通性較高的斑塊作為補(bǔ)充生態(tài)源地。邊界處核心區(qū)應(yīng)重點(diǎn)考慮,其與內(nèi)部生態(tài)源地建設(shè)廊道后,廊道體系將全面覆蓋研究區(qū)[17]。最終選取11個補(bǔ)充生態(tài)源地,計算得出新增220條規(guī)劃生態(tài)廊道,形成整體安全格局(圖4)。
圖4 研究區(qū)域優(yōu)化后的生態(tài)安全格局
廊道網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)相關(guān)指數(shù)反映出廊道體系的連通性。優(yōu)化前的生態(tài)節(jié)點(diǎn)為15,廊道總數(shù)為105,α,β,γ指數(shù)分別為3.64,7.00,2.69;優(yōu)化后的生態(tài)節(jié)點(diǎn)為26,廊道總數(shù)為325,α,β,γ指數(shù)分別為6.38,12.50,4.51,連通性有較大提升,表明廊道結(jié)構(gòu)得到優(yōu)化,規(guī)劃廊道增強(qiáng)了生態(tài)安全格局的穩(wěn)定性。
為保證生態(tài)安全格局建設(shè)的可行性,生態(tài)廊道應(yīng)設(shè)置緩沖區(qū)。基于前期研究分別設(shè)置緩沖區(qū)寬度為60,100 m并進(jìn)行計算,得出各要素面積比例(表6)。寬度為60 m時,林地與草地為主要景觀類型,共占廊道總面積約65%,水域?qū)τ陉懙匚锓N遷徙具有阻隔作用,后期的廊道建設(shè)應(yīng)適當(dāng)繞開水域與建設(shè)用地。當(dāng)寬度增至100 m,林地與草地仍為主要景觀類型,但面積占比有所下降,建設(shè)用地面積增加。因此,生態(tài)廊道的建設(shè)寬度以60 m較為適宜,規(guī)劃中應(yīng)注重防護(hù)林帶的補(bǔ)植和對疏林草地的保護(hù),維持區(qū)域景觀的連通性。
表6 研究區(qū)生態(tài)廊道的景觀構(gòu)成及面積比例
在生態(tài)安全格局的優(yōu)化中,生態(tài)斷裂點(diǎn)的存在不容忽視[13],本研究通過Open Street Map與QGIS獲取了研究區(qū)域的矢量路網(wǎng),在ArcGIS中將其與生態(tài)廊道進(jìn)行疊加,得出生態(tài)斷裂點(diǎn)510個。其中,一級斷裂點(diǎn)為生態(tài)廊道與鐵路的交匯點(diǎn),共計188個;二級斷裂點(diǎn)為生態(tài)廊道與高速路的交匯點(diǎn),共計198個;三級斷裂點(diǎn)為生態(tài)廊道與國道的交匯點(diǎn),共計124個(圖5)。較多生態(tài)斷裂點(diǎn)集中于生態(tài)廊道與京哈線、哈長線和綏滿高速路的交點(diǎn),在生態(tài)保護(hù)工作中應(yīng)修建通道為物種擴(kuò)散提供條件。
圖5 研究區(qū)域重要道路與生態(tài)斷裂點(diǎn)分布
核密度分析可以反應(yīng)出生態(tài)安全格局在未來的發(fā)展趨勢[33],本研究通過ArcGIS對生態(tài)廊道體系進(jìn)行核密度分析(圖6)。核密度較高區(qū)域位于研究區(qū)北部,向西部略有延伸,表明廊道的發(fā)展動向?yàn)樗苫ń恿骼鹊酪晕鞯牡貐^(qū),在今后的規(guī)劃中應(yīng)注重沿江區(qū)的生態(tài)保護(hù),禁止隨意開發(fā)破壞。核密度低區(qū)域生態(tài)廊道分布較少,應(yīng)注重增補(bǔ)生態(tài)棲息地,維持區(qū)域生態(tài)安全格局穩(wěn)定。
圖6 研究區(qū)域生態(tài)廊道核密度分級評價
中觀尺度的生態(tài)安全格局融合宏觀與微觀尺度的優(yōu)勢,在總體把控布局的同時優(yōu)化細(xì)節(jié)。本研究從中觀尺度入手,探究近30 a研究區(qū)土地利用變化,結(jié)合圖示框架總結(jié)城鄉(xiāng)不同空間中,不同生態(tài)要素耦合機(jī)制的變化規(guī)律。基于形態(tài)學(xué)空間格局分析法與景觀連通性識別出生態(tài)源地,通過最小累積阻力模型識別出潛在生態(tài)廊道。基于重力模型與相關(guān)網(wǎng)絡(luò)指數(shù)進(jìn)行廊道評價,并根據(jù)生態(tài)斷裂點(diǎn)并提出保護(hù)措施,通過核密度分析對廊道發(fā)展趨勢進(jìn)行預(yù)測,提出相關(guān)建設(shè)意見。本研究因地制宜地根據(jù)城市發(fā)展動向科學(xué)性確定研究范圍,在城鄉(xiāng)不同空間生態(tài)要素耦合模式的演變分析方面進(jìn)行一定的創(chuàng)新。
(1) 研究區(qū)城鄉(xiāng)空間在城鎮(zhèn)化進(jìn)程中,生態(tài)斑塊趨于破碎化,表現(xiàn)為面積減小,邊緣趨于規(guī)則。生態(tài)要素的耦合機(jī)制由整體鑲嵌演變?yōu)槠扑榛碾S機(jī)分布,城鄉(xiāng)交錯處生態(tài)破壞較為嚴(yán)重,建設(shè)用地擴(kuò)張對區(qū)域景觀連通產(chǎn)生阻隔。生態(tài)安全格局的構(gòu)建與優(yōu)化應(yīng)因地制宜,如市中心廊道緩沖區(qū)內(nèi)破碎生態(tài)斑塊的修補(bǔ)整合、城鄉(xiāng)交錯處廊道緩沖區(qū)內(nèi)受人為干擾生態(tài)斑塊的保護(hù)與圍合、鄉(xiāng)村區(qū)域廊道緩沖區(qū)內(nèi)生態(tài)斷裂點(diǎn)的修復(fù)連通等。
(2) 研究區(qū)原生態(tài)源地為15個,重要廊道共42條,一般廊道共63條,主要分布于研究區(qū)北部。東南部廊道存在連通水平不均、缺乏閉合環(huán)路等問題,通過計算補(bǔ)充了11個生態(tài)源地與220條規(guī)劃廊道,廊道的適宜建設(shè)寬度為60 m。生態(tài)斷裂點(diǎn)以廊道與京哈線、哈長線和綏滿高速路的交點(diǎn)居多,可建設(shè)綠道天橋等立體結(jié)構(gòu)進(jìn)行連通。優(yōu)化后的生態(tài)安全格局能夠提高區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)能量流動與生物多樣性。
本研究基于中觀尺度的生態(tài)安全格局構(gòu)建與優(yōu)化仍處于嘗試探索階段,旨在探究有針對性的城鄉(xiāng)空間生態(tài)規(guī)劃策略,研究存在一些不足。首先,源地選擇上沒有綜合考慮區(qū)域物種生存規(guī)律;其次,在阻力面構(gòu)建中,缺乏對人口遷移相關(guān)因素的考慮。希望在未來的實(shí)踐中能夠繼續(xù)完善,為哈爾濱城鄉(xiāng)空間綠色建設(shè)提供更科學(xué)的生態(tài)安全格局構(gòu)建與優(yōu)化策略。