焦亞楠，李飛雪,2，陳振杰,2，張啟舜，趙 鑫

（1.南京大學 地理與海洋科學學院/自然資源部國土衛(wèi)星遙感應用重點實驗室/江蘇省地理信息技術重點實驗室，南京 210023；2.江蘇省地理信息資源開發(fā)與利用協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210023；3.張家港市自然資源與規(guī)劃局，江蘇 張家港 215600）

城市化建設侵占了生態(tài)用地，導致景觀破碎化、連通性降低，生物多樣性受到侵蝕（Serret et al., 2014；于亞平 等，2016）。在高密度城區(qū)，景觀破碎化問題突出，提高生態(tài)連通性能加強生物流互通，對生物多樣性保護、土地可持續(xù)利用等方面有重要作用（曹翊坤 等，2015）。城市綠地根據其規(guī)模、配置等，有潛力通過提供棲息地和促進自然種群的連通性，來支持物種多樣性（Mimet et al.,2020），因此，分析高密度城市環(huán)境中的生態(tài)連通性對城市生態(tài)環(huán)境的保護與改善有重要價值。然而，當前城市生態(tài)保護政策與研究多強調“綠心”“綠軸”等形象表征（吳敏 等，2018）以及面積較大的公園、生態(tài)保護區(qū)等（羅言云 等，2020；朱勇 等，2022）；對居民區(qū)內附屬綠地的關注較為缺乏，忽視了其生態(tài)連通性效益。為在有限資源下最大限度地實現土地可持續(xù)利用、高質量生態(tài)環(huán)境保護，有必要探索小規(guī)模、廣泛分布的居住用地附屬綠地的連通性貢獻，通過公眾參與治理與適當養(yǎng)護，充分發(fā)揮居住用地附屬綠地的連通效益。

目前生態(tài)連通性研究主要基于圖論（張宇 等，2016）、形態(tài)學空間格局分析（范春苗 等，2022）、最小費用模型（陳昕 等，2017；陳德權 等，2019）、電路理論（Grafius et al., 2017）等方法，在不同尺度下，進行城市（張遠景 等，2016）、自然景觀（Cao et al., 2020）以及生物保護（Kabir et al.,2017）領域中生態(tài)網絡連通性研究。已有研究表明，分散分布的小規(guī)模生態(tài)用地在更大自然基質中對維持整體景觀的連通性有重要作用，可將諸多空間上相互隔離的大型生態(tài)用地連為整體，并為生境面積需求較小或擴散能力較弱的物種提供重要的生境和避難所（Diniz et al., 2021; Han et al., 2022）。城市中小規(guī)模綠地也有相似的功能。如部分學者通過設置不同的情景、計算城市綠地的多種連通性指標等，量化商服用地（Serret et al., 2014）、私人花園（Mimet et al., 2020）等城市綠地的生態(tài)連通效益。一方面，現有研究多從小規(guī)模綠地減小區(qū)域移動阻力、提升整體連通性指標的角度進行分析，缺乏對廊道影響的考察與關鍵斑塊位置的確定。另一方面，基于不同的生態(tài)學理論、研究區(qū)域、指示物種、連通性與生境的功能，現有研究對參與連通性評價的城區(qū)綠地規(guī)模閾值的確定及其生態(tài)作用尚未形成共識（Diniz et al., 2021; App et al., 2022; Han et al., 2022）。中國城市中居住用地附屬綠地被高密度的建筑物隔離、分散、面積較小，因此本研究將其作為廊道上的踏腳石或生物流承載者、從分布、規(guī)模等因素考慮其對生態(tài)連通效益的影響。

本文以深圳市福田區(qū)為研究區(qū)，依托生態(tài)網絡探究居住用地附屬綠地對連通性的影響，分別構建福田區(qū)居住用地附屬綠地連通與阻隔情景的生態(tài)網絡，比較分析2種情景下的網絡，確定關鍵居住用地附屬綠地斑塊的位置與規(guī)模，提出保護建議。以期為未來城市更新、規(guī)劃的生態(tài)網絡保護建設提供參考。

1 研究區(qū)概述

福田區(qū)位于深圳經濟特區(qū)中部（22°30′—22°36′ N、113°59′—114°06′ E）（圖1），東起紅嶺路，西至華僑城，北至筆架山，南臨深圳河，轄區(qū)面積78.66 km2。福田區(qū)作為深圳的行政、金融、文化、商貿和國際交往“五大中心”，除北部的梅林山體、南部的紅樹林保護區(qū)外，大部分區(qū)域已發(fā)展為城市建成區(qū)。福田區(qū)重視城市空間與自然生態(tài)環(huán)境的有機融合，截至2021年公園總數為125座，全區(qū)綠化覆蓋面積33.81 km2，綠化覆蓋率約42%。

圖1 研究區(qū)區(qū)位與居住用地附屬綠地示意Fig.1 Location of Futian District and its residential green areas

隨著經濟持續(xù)高速增長，福田區(qū)土地、資源環(huán)境、人口與空間的供需壓力劇增，2020年建設用地開發(fā)利用率較高，已達96.7%，現狀建成度和土地利用強度高。隨著高密度、大規(guī)模的城市開發(fā)建設，部分棲息地生態(tài)功能嚴重退化、破碎化，遷徙洄游通道日益阻隔，城市內部連通重要生境的生態(tài)廊道日益阻斷。

2 研究方法

首先，構建指標體系識別生態(tài)源地，并將居住用地附屬綠地分別作為低阻力景觀、高阻力景觀賦值制作2 張阻力面，分別對應A、B 阻力面，作為現實中其支持生物流通以及由于開發(fā)或破壞活動導致其阻隔生物流的簡化表達；其次，基于最小累積阻力模型（Minimum Cumulative Resistance, MCR）分別生成潛在廊道，并選用整體連通性指數分析斑塊的結構重要性、運用電路理論識別生態(tài)夾點等分析網絡生態(tài)連通性情況；隨后，針對廊道連通性及重要生態(tài)節(jié)點的區(qū)別，分析居住用地附屬綠地基于規(guī)模、位置等對生態(tài)網絡連通性的影響（圖2）；最后，提出福田區(qū)生態(tài)網絡的連通性提升策略。

圖2 技術路線Fig.2 Technical route

2.1 居住用地附屬綠地與生態(tài)源地識別

首先通過面向對象分類法對福田區(qū)天地圖影像（攝于2021年、分辨率1.2 m）植被覆蓋區(qū)域進行提??；利用python 爬取房源網站①https://sz.lianjia.com/xiaoqu/futianqu/中福田區(qū)居住用地的名稱，根據名稱索引其百度地圖上的邊界點坐標并連接，得到福田區(qū)居住用地邊界及其中居住用地附屬綠地。

本文使用構建指標方法確定生態(tài)源地。根據研究目的、深圳市福田區(qū)植被覆蓋特點及已有研究（李晶 等，2013；卜曉丹，2013；劉佳，2018），確定選取標準為：規(guī)模超過0.01 km2的林地、草地。通過與福田區(qū)天地圖影像校核，0.01 km2的斑塊閾值篩選效果較好，能保留研究區(qū)內所有的大型綠地斑塊。福田區(qū)中部的高爾夫俱樂部由于存在較強人工干擾和大片由單一草種構成的同質性地區(qū)，阻礙生物流通（蔡嬋靜，2010），故不作為源地分析。

2.2 基于MCR的生態(tài)廊道提取

最小累積阻力模型可直觀反映生態(tài)源地間的連通與阻力關系，適用于在被建筑和交通基礎設施分割的高度異質景觀中模擬物種的運動（Serret et al.,2014）。景觀阻力主要由自然條件與人為干擾程度決定，參考這2 個因素與已有研究（許文雯 等，2012；許峰 等，2015；陳小平 等，2016；古璠 等，2017；王玉瑩 等，2019；Dai et al., 2021），得到常規(guī)阻力面景觀阻力賦值（表1），居住用地附屬綠地作為低阻力景觀，賦阻力值5得到A 阻力面，對應現實中其支持生物流通的情景。接著假設居住用地附屬綠地被侵占或破壞，保持其他地類阻力值不變，將居住用地附屬綠地作為高阻力景觀，賦阻力值10 00 得到B 阻力面，作為居住用地附屬綠地阻隔情景的阻力面（Mimet et al., 2020）。由于本研究面向空間進行，不以特定物種作為指示物種，地表覆被的景觀阻力為主要阻力部分，且無法確定地形影響的程度與關鍵地形閾值，因此不疊加地形阻力影響。用于制作阻力面的福田區(qū)2018年土地利用數據、道路分布圖來自自然資源有關部門。

表1 土地利用類型阻力賦值Table 1 Resistance values of each landscape type

在源地識別、阻力面構建的基礎上，基于MCR 模型（Knaapen et al., 1992）計算最小累計阻力路徑，分別識別2種情景下區(qū)域潛在生態(tài)廊道。

式中：MCR 為最小累計阻力值；f為一個正函數，表征空間中任意一個點的最小累積阻力值與其到所有源的距離和它本身的生態(tài)阻力值成正相關關系；Dij為生態(tài)源地j到空間單元i的空間距離；Ri表示空間單元i的生態(tài)阻力值；m為阻力面柵格個數；n為生態(tài)源地斑塊的個數。本研究使用成對建模模式，連通性評估考慮流入與流出每個斑塊的流量，每個斑塊都被作為棲息地和覓食區(qū)域。每個柵格像元連接到8個鄰接像元。

2.3 結構重要性評價

景觀連通性是描述生態(tài)網絡中各生態(tài)節(jié)點間連接功能的量化指標，表征某一景觀是否有利于斑塊內物種擴散與遷移，基于圖論的整體連通性指數（Integral Index of Connectivity, IIC）是目前常用景觀連接度指數之一（Saura and Pascual-Hortal,2007），是景觀保護規(guī)劃的有用性和有效性最好的指數（Pascual-Hortal and Saura, 2006）。通過測度每個斑塊消失后連通性指數值的相對變化率（dM）表征斑塊在景觀連通性中的結構重要性。

式中：n為斑塊總數；ai和aj分別是斑塊i和j的屬性；nlij為斑塊i和j之間最短路徑內的連接數；AL為斑塊屬性最大值；M為所有斑塊/廊道存在時的連通性度量值（IIC）；Ma為從景觀中移除某個斑塊/廊道后的指標值。本文生態(tài)源地由不同面積大小的斑塊組成，各源地在景觀連通中的結構重要性由斑塊重要性總和比面積總和得到（Diniz et al., 2021）。

2.4 基于電路理論的生態(tài)夾點識別

電路理論利用電荷的隨機游走理論，將電路理論與運動生態(tài)學相聯(lián)系。景觀被視為導電的表面，生物隨機游走過程中的遷移概率符合電流公式I=U/R（McRae et al., 2008）。電阻R表征景觀對生物移動交流的阻力。電壓U表征生物成功擴散到一個給定節(jié)點的概率。電流I表征生物通過某一節(jié)點或沿某一路徑遷移擴散概率，高電流密度的區(qū)域為生態(tài)夾點，表明物種擴散通過該區(qū)域的可能性較高或作為物種擴散的必經之所，具有重要的生態(tài)連通意義（宋利利 等，2016；張啟舜 等，2021）。本文通過設置不同的廊道阻力閾值表征不同的物種擴散能力，結合居住用地附屬綠地支持生物流通與否的情景，確定夾點的位置和重要性等級。

3 結果分析

3.1 源地選擇與居住用地附屬綠地提取

由表2 可知，福田區(qū)生態(tài)源地面積共14.34 km2，連片源地主要分布在北部與中部；南部源地較少。源地平均面積為0.33 km2，其中規(guī)模最大的北部梅林山體，占源地總面積的58.8%。

表2 福田區(qū)生態(tài)源地節(jié)點斑塊重要性評價結果Table 2 The evaluation results of importance of node patches at ecological sources in Futian District

相對重要性評價結果（見表2）顯示，福田區(qū)各源地斑塊整體連通性指數變化率具有空間異質性，且源地重要性與規(guī)模大小不一致；僅53.8%的源地由一塊斑塊組成，其余源地存在不同程度的破碎。源地重要性北高南低、東高西低，北部梅林山體、筆架山公園、蓮花山公園等斑塊相對重要性較高（圖3）。其中北部梅林山體規(guī)模最大，但由于公路、住宅區(qū)、水庫等的建設導致其破碎程度也最大，重要性低于北部的筆架山公園與蓮花山公園；而東部的荔枝公園規(guī)模雖小，但重要性高于部分規(guī)模更大的源地，如破碎程度較大的南部紅樹林生態(tài)公園、中部中心公園。

圖3 福田區(qū)居住用地附屬綠地與生態(tài)源地分布Fig.3 Distribution of green space in residential areas and ecological sources in Futian District

福田區(qū)共檢索到居民區(qū)656個，其中提取附屬綠地面積3.86 km2，占全區(qū)提取植被總面積26.9%；西部綠地分布較其他區(qū)域稀疏（見圖3）；其中各居住用地附屬綠地面積多數較小且差異大。根據統(tǒng)計，居住用地附屬綠地面積平均為5 920.22 m2，49.7%的居住用地附屬綠地面積在中位數2 454.31 m2以下，僅有不到7%的居住用地附屬綠地面積在平均數加1倍標準差的分段點17 521.73 m2以上，由此可知福田區(qū)居住用地附屬綠地整體規(guī)模較小、分布分散。

3.2 廊道提取與不同情景生態(tài)網絡分析

3.2.1 福田區(qū)生態(tài)廊道提取結果 福田區(qū)生態(tài)網絡結構與連通性結果顯示，北部生態(tài)廊道聯(lián)系較南部更為密切且暢通，尤其在東北區(qū)域生態(tài)廊道寬度大且質量較高，具有重要的生態(tài)保護價值；南北連接相對薄弱（圖4）。將各廊道成本距離進行自然間斷點分類發(fā)現，廊道的成本距離值大多處于中、高阻力（圖4-a），低阻力廊道僅存在于源地內部；北部廊道阻力值相對南部較低。北部生態(tài)網絡與南部生態(tài)網絡以市民廣場（圖4-a①）與皇崗公園（圖4-a②）作為連接關鍵源地，南部由于有大面積的城市建設用地分布，連通的廊道阻力寬度普遍較窄，聯(lián)系薄弱。皇崗公園承擔了南部東西連通的功能，連接廊道多為長距離高阻值。

圖4 福田區(qū)生態(tài)廊道（a）、生態(tài)夾點（b）以及廊道質量（c）分布Fig.4 Corridor distribution (a) , current density (b) and corridor quality (c) of Futian District

生態(tài)網絡的電流密度值表明，福田區(qū)需維護的生態(tài)夾點共計4 處（圖4-b），夾點位置的土地利用類型均為城市建設用地，通過與福田區(qū)天地圖影像校核發(fā)現，夾點均位于行道樹覆被類型上。南部網絡有2處生態(tài)夾點，分別位于連接東西與南北生態(tài)源地的2條高阻力廊道上，需進行疏通與重點維護。生態(tài)網絡廊道質量結果顯示，北部生態(tài)廊道質量較高，具有重要的生態(tài)保護價值，尤其是北部的梅林山體附近、蓮花山公園東部（圖4-c）。

3.2.2 不同情景的生態(tài)網絡比較分析 對比居住用地附屬綠地支持與阻隔生物流通2種情景的生態(tài)網絡發(fā)現，福田區(qū)居住用地附屬綠地對生態(tài)網絡連通性的影響體現在：不同程度地減小區(qū)域內廊道阻力，連片保護重要區(qū)域、減少破碎，作為高密度建成區(qū)內低阻力通道的替換通道，增加生物流通過概率，拓寬廊道寬度；其中對中阻力廊道的影響最大，可使單位成本距離下降29.2%；對皇崗公園、香蜜湖片區(qū)、蓮花村附近電流密度、廊道質量的提升作用尤其顯著；連通荔枝公園與筆架山公園。

就廊道阻力對比2種情景發(fā)現，居住用地附屬綠地能不同程度地減小區(qū)域內廊道阻力，其中對中阻力廊道的影響最大，可使單位成本距離下降29.2%。2種情景下生態(tài)網絡總體格局未發(fā)生較大改變，局部生態(tài)廊道變化較為明顯；而廊道平均阻值增長13.8%、平均長度增長1.9%、單位距離阻力平均增長率達到16.3%。使用自然間斷點將廊道按照阻力值分為高、中、低3種類型，發(fā)現源地間的中阻力廊道變化最大，平均阻值增長21.0%，平均長度下降1.7%，單位距離阻力平均增長29.2%，表明中阻力廊道受居住用地附屬綠地影響最大。

對比不同情景下的電流密度發(fā)現，居住用地附屬綠地能增加生物流通過概率，緩解在高密度建成區(qū)的狹窄低阻力通道處形成夾點的現象。當居住用地附屬綠地被開發(fā)破壞、阻隔生物流通時（B 情景），電流密度的主要變化在于通過居住用地附屬綠地的毛細電流消失，而原本暢通的中等電流密度位置上生物通過的概率提高，存在變?yōu)樯鷳B(tài)夾點的趨勢。如由于特發(fā)小區(qū)綠地作為高阻力景觀，阻礙生物流運動，導致其東側香梅路行道樹電流密度顯著升高（圖5-a）。在高阻力景觀中，生物流通過少數低阻力的窄通道強制移動時，會出現高電流密度的夾點，如香蜜湖北部僑香路一段距離行道樹作為低阻力景觀形成高電流區(qū)域（圖5-a）。因為低阻力的居住用地附屬綠地和高阻力的建筑物形成網格，居住用地中的典型電流密度模式也呈網格狀（圖5-b、c），生態(tài)夾點形成于高阻力建筑物中的低阻力窄通道。阻值低的未利用地部分可促進生物流大量流通，導致中等電流密度分布在大片區(qū)域，如蓮花村東側區(qū)域（圖5-b），而這樣的區(qū)域在高密度建成區(qū)中很少。當居住用地附屬綠地被破壞侵占，不僅阻隔生物流通，還會導致居住用地周邊生物流通受限，如白沙嶺社區(qū)公園北部位置（圖5-c），其南部受居住用地附屬綠地阻力變高的影響，出現高電流密度的生態(tài)夾點。部分居住用地附屬綠地沒有發(fā)揮支持生物流通過的效益（圖5-d），生物流僅限于道路邊緣的行道樹，原因在于西南部只有少量的核心棲息地可以連接，且周圍居住用地附屬綠地規(guī)模小、帶狀綠地方向與連接源地方向不同。因此，建議西南部增加一定規(guī)模的生態(tài)源地，作為生物棲息地或源地間墊腳石，居住用地周邊增加綠地也能起促進生物流通的作用。

圖5 福田區(qū)不同情景下電流密度Fig.5 Current density in different scenarios of Futian District

從廊道寬度看，B情景下廊道寬度縮減、生物移動環(huán)境阻抑，尤其是蓮花山公園附近（圖6-a）、荔枝公園附近（圖6-b）。從廊道質量看，B 情景下整體廊道質量有所下降且生態(tài)保護優(yōu)先區(qū)域呈破碎態(tài)勢、不再連片且面積減小，尤其是蓮花村附近（圖7-a）、皇崗公園附近（圖7-b）連接的廊道；同時B情景下新增與消失的廊道質量差別大。

圖6 不同情景下廊道阻力寬度Fig.6 Corridor width in different scenarios

圖7 不同情景下廊道質量Fig.7 Linkage priority in different scenarios

從不同情景的廊道數量看（圖7），B情景下新增6條中高阻力廊道、減少4條廊道（高阻力廊道1條、中阻力廊道2條、低阻力廊道1條）。其中紅樹林生態(tài)公園增加3 條高阻力廊道、減少1 條高阻力廊道，分別由附近的紅樹家鄰、益田村居住用地附屬綠地作高阻力阻隔所導致。部分廊道位于A情景下暢通廊道的附近，屬于連接相同斑塊的高阻力替換廊道，不能促進生物流連通。減少的廊道除梅林山體的內部低阻力廊道外，其余為中高阻力。由于園嶺新村及其周圍居住用地附屬綠地未發(fā)揮連通效益，致使連通荔枝公園與筆架山公園唯一的廊道消失，因而兩源地連通性喪失。

比較2種情景下生態(tài)網絡可以得出，中部蓮花山公園、中心公園之間區(qū)域，東部荔枝公園、南部皇崗公園附近受其周圍蓮花村、園嶺新村等居住用地內連片或連續(xù)分布的帶狀附屬綠地影響較大，香蜜湖片區(qū)次之。

3.3 居住用地附屬綠地貢獻分析

1）不同情景的生態(tài)網絡分析

不同情景下電流密度差值統(tǒng)計顯示：整體電流密度變化不大；在部分原本暢通的、居住用地附屬綠地作高阻力景觀時，產生的替代廊道位置電流密度值上升明顯，而居住用地中原本存在的、輔助生物流通過的低電流密度值消失，如皇崗公園、筆架山附近、蓮花村居民區(qū)較為顯著，物種通過的概率下降。不同情景下廊道保護優(yōu)先級差值統(tǒng)計顯示：生態(tài)廊道的質量空間格局基本不變，隨著連接市民廣場—中心公園、荔枝公園—筆架山公園的廊道消失，廊道周圍區(qū)域生態(tài)保護重要性下降，尤其是東北部區(qū)域原先較重要的生態(tài)保護優(yōu)先區(qū)域消失。部分生態(tài)保護優(yōu)先區(qū)域呈現破碎態(tài)勢、不再連片且面積減小，如香蜜湖片區(qū)與南部皇崗公園連接的廊道。整個研究區(qū)保護重要性呈小幅度下降，保護重要性顯著下降的區(qū)域主要集中在居住用地內部區(qū)域。

2）支持潛在廊道的居住用地附屬綠地分析

本研究確定了廊道穿過的居住用地附屬綠地斑塊，用來表征物種在擴散中使用的斑塊，支持了潛在廊道，是保護連通性的重要斑塊。源地連接與居住用地附屬綠地位置（圖8）表明，在源地連接附近的居住用地附屬綠地對支持生物流通發(fā)揮主要作用。統(tǒng)計分析發(fā)現，福田區(qū)物種擴散使用的綠地斑塊規(guī)模與重要性不一致，約70%的物種擴散使用的綠地斑塊規(guī)模在平均值至超過平均值2倍標準差之間（表3）。結合廊道穿過附屬綠地的位置，從物種擴散使用的斑塊角度，得出福田區(qū)靠近源地且位于源地間拓撲連接上、規(guī)模超過平均值5 920.22 m2的居住用地附屬綠地對連通性提升起關鍵作用。發(fā)揮主要作用的福田區(qū)居住用地附屬綠地與其周圍源地的重要程度、規(guī)模與距離3 個因素未發(fā)現明顯相關性。

表3 福田區(qū)居住用地附屬綠地面積統(tǒng)計Table 3 Statistics of residential green area of Futian District

圖8 支持潛在廊道的居住用地附屬綠地位置Fig.8 Location of residential green space supporting potential corridors

3.4 生態(tài)夾點敏感性分析

不同阻力閾值情景下，部分生態(tài)夾點位置反復出現，如新洲路福民路交匯處、深圳河附近，作為一級生態(tài)夾點（圖9），其通常位于高密度建筑中的帶狀綠地，是福田區(qū)源地連接必經的通道，應受到高度關注。部分生態(tài)夾點位置僅在小阻力閾值情況下出現，如深康路靠深康村附近、東部南天二花園內居民區(qū)，作為二級生態(tài)夾點，其是對擴散能力較小的生物較重要的位置。部分生態(tài)夾點出現在居住用地附屬綠地不發(fā)揮連通作用的情景，如新增的廊道上出現夾點，蓮花山公園附近、南部深圳市航道局附近等位置，作為三級夾點，其是居住用地附屬綠地的替換通道關鍵位置。通過與福田區(qū)天地圖影像對比發(fā)現，一、二級夾點中有81.8%位于帶狀行道樹類型覆被。三級夾點普遍出現在受居住用地附屬綠地影響較大的區(qū)域，部分夾點出現在居住用地邊界的行道樹。三級夾點中有63.6%位于行道樹類型、有36.4%位于商服用地等建筑物間的狹窄通道，說明居住用地附屬綠地能緩解在高密度建成區(qū)中的狹窄低阻力通道處形成夾點的現象。因此，建議根據生態(tài)夾點的重要性等級分類，來支持城市生態(tài)連通保護與更新規(guī)劃的制定。一級夾點位置在城市更新規(guī)劃中可考慮建設口袋公園等或一定寬度的帶形綠地，將其作為廊道組成部分融入周邊的生態(tài)網絡格局；二級生態(tài)夾點位置應嚴格控制綠地率，適當提高植被物種豐富度，保障其發(fā)揮生物流承載功能；三級生態(tài)夾點可作為周圍居住用地附屬綠地受到破壞或被侵占時的候補，更新綠地位置，以支持城市更新建設中的生態(tài)連通保護。

圖9 兩種情景下不同廊道截斷阻力閾值的夾點識別Fig.9 Pinchpoint identification based on different cost-weighted distance thresholds in two scenarios

4 結論與討論

本研究將居住用地附屬綠地作為生物流承載者考慮，結果表明，居住用地附屬綠地能不同程度地減小區(qū)域內廊道阻力（中阻力廊道受影響最大、單位成本距離下降29.2%），作為高密度建成區(qū)內低阻力通道的替換通道，增加生物流通過概率，拓寬廊道寬度；對皇崗公園、香蜜湖片區(qū)、蓮花村附近電流密度、廊道質量的提升作用顯著。本研究驗證了已有研究（Serret et al., 2014; Mimet et al., 2020）得出的城市小規(guī)模生態(tài)用地能發(fā)揮與大型源地互補的生態(tài)連通效益的結論。此外，依托不同情景的生態(tài)網絡，本研究得出福田區(qū)居住用地附屬綠地能緩解在高密度建成區(qū)中的狹窄低阻力通道處形成夾點的情況，其中典型的電流模式呈毛細網格狀。研究結合潛在廊道穿過居住用地附屬綠地的位置，從物種擴散使用的斑塊角度，確定關鍵斑塊的位置與規(guī)模閾值（平均規(guī)模5 920.22 m2）。本研究以不同廊道阻力閾值表征不同的物種擴散能力，在不同情景下的生態(tài)網絡中確定不同重要程度生態(tài)夾點位置，根據其重要性分級針對性提出保護建議，如新洲路福民路交匯處等作為一級夾點可考慮建設口袋公園等將其作為廊道組成部分融入生態(tài)網絡格局。在高密度、強約束、快發(fā)展的城市建成區(qū)中，新增大型綠地斑塊來彌補生境破碎的難度較大。在生物棲息地網絡建設中，結合養(yǎng)護居住用地附屬綠地等小規(guī)模綠地，發(fā)揮連通效益，可提高在日益破碎的景觀中保護生物多樣性的效率。

本研究可為未來城市更新、支持生物多樣性的城市可持續(xù)發(fā)展規(guī)劃提供參考。雖然本研究沒有以外沿做緩沖區(qū)的方式解決邊緣效應，但不會改變研究區(qū)內部連通性模擬結果。實際上，不同物種及其不同生命階段在不同空間尺度下，對不同景觀結構特征的響應也不同，本研究只選取最重要的因素，對生態(tài)源地—居住用地附屬綠地這一互補過程理解尚不完全。后續(xù)研究若將景觀背景異質性、不同物種間的影響納入分析，需對景觀阻力面的構建做進一步討論。此外，本研究主要從物種擴散使用的斑塊角度分析福田區(qū)關鍵居住用地附屬綠地規(guī)模閾值，未來可從不同角度探究不同作用的生態(tài)用地規(guī)模閾值，如實際調查中具有豐富的物種多樣性的斑塊等。