基于生態安全格局的南京都市區生態控制邊界劃定

徐文彬, 尹海偉,*, 孔繁花

1 南京大學建筑與城市規劃學院,南京 210093 2 南京大學國際地球系統科學研究所,南京 210023

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基于生態安全格局的南京都市區生態控制邊界劃定

徐文彬1, 尹海偉1,*, 孔繁花2

1 南京大學建筑與城市規劃學院,南京 210093 2 南京大學國際地球系統科學研究所,南京 210023

以南京都市區為例,通過生態敏感性分析獲取了研究區既有的高生態敏感空間,采用最小費用路徑方法辨識了對研究區具有重要生態意義的潛在生態廊道和生態關鍵區,采用圖譜理論中的景觀連接度指數輔助確定生態廊道寬度,構建了研究區潛在的生態網絡。在此基礎上,整合既有和潛在生態空間,科學劃定生態控制邊界,實現了研究區現存和潛在的重要自然生態空間保護。研究結果表明：1)生態敏感性分析能夠識別出研究區既有的高生態敏感性區域,并指出其呈現出“大而孤立,小且分散,連接性不佳”的空間特征。2)遴選出的71處生態源地、119條重要廊道和61個關鍵生態斑塊共同組成了研究區的生態網絡,顯著提升了原有生態空間的景觀連接性和研究區域的總體生態安全水平。3)生態網絡分析可以彌補敏感性分析只考慮既有自然生態空間的局限,二者的組合使用可為不同尺度上生態控制邊界的劃定提供簡明的分析框架。研究結果可為南京都市區生態控制線劃定和生態環境保護提供重要的參考,對其他城市生態控制邊界的劃定也具有一定的借鑒意義。

生態敏感性；生態網絡；最小路徑方法；圖譜理論

改革開放以來我國經歷了快速的城鎮化進程,城鎮建設用地劇增,非建設用地向城市建設用地快速轉換,導致城市生境日益破碎化、生物多樣性顯著下降、熱島效應不斷增強等諸多生態環境問題,嚴重影響城市生態系統服務,危及城市的可持續發展[1- 2]。為了防止開發建設的無序蔓延,有效保護自然生態資源和保障城市與區域的生態安全,劃定生態控制邊界業已成為城市管理者和規劃師一項重要的空間管控手段[3- 4]。

生態控制邊界是對保障城市或區域生態安全、維護生態系統完整性和連續性、促進可持續發展具有重要戰略意義的生態區域的保護界線[5-7]。它框定了生態價值較高、生態系統比較敏感和具有關鍵生態功能的區域,不僅是城市與區域生態安全的“底線”,也是重要物種資源生存與可持續發展的保障和人居環境與經濟社會發展的生態基礎[8-9]。由于國內對生態控制邊界研究的歷史時間相對較短,其理論基礎還很不完善,技術方法也不統一,相關管理政策也處于探索階段[10-12]。在劃定方法上,當前研究多從生態敏感性或脆弱性、生態功能重要性、環境災害危險性等視角出發,對研究區自然生態的現狀進行評估,然后將評價得分較高的區域作為生態控制邊界范圍[6,13-14]。這些研究主要關注既有自然生態空間的辨識和保護,往往忽略了對維護城市與區域生態系統平衡具有重要生態連接功能的潛在生態空間,致使劃定的生態控制單元多成為城市內的生境孤島,難以充分發揮整體生態空間的協同增效效應。

生態安全格局構建就是在充分了解區域生態環境的基礎上,科學判定對維護區域生態系統健康、完整和安全最為關鍵的景觀要素,進而通過景觀要素之間的空間聯系而共同構成一個多層次、完整的生態網絡結構體系[15-16]。因而,將生態安全格局理念融入生態控制邊界的劃定過程中,能夠更好地實現區域生態系統的格局優化,促進區域生態環境的有效保護,已經成為陸地生態系統保護與修復的重要途徑[17]。本文以南京都市區為例,基于生態安全格局理念,嘗試將生態敏感性和生態網絡分析方法相結合,為研究區生態控制邊界的綜合劃定提供簡明的分析框架,從而實現研究區內既有的和潛在的重要自然生態空間的有效保護。

1 研究區概況

本文研究范圍為《南京市城市總體規劃(2010—2020年)》中確定的南京都市區(圖1),總面積約為4388 km2。研究區內江河湖泊眾多,地貌以低山崗地和地勢低平的河谷平原為主。山體海拔在200—450 m之間；河谷平原較為低平,海拔在5—10 m；在山地和平原之間,分布著海拔20—60 m的黃土崗地；沿長江有海拔均不到10 m的濱江濕地和江心洲[18]。

近年來南京城鎮化發展迅速,城市范圍不斷擴大,導致大量農田、水域等自然生態空間向城鎮建設空間快速轉換,致使自然生態空間的斑塊數量與面積逐漸減少、日益破碎化。盡管2000年以來南京市實施了一系列“綠色南京”戰略性工程,城市綠地、生態林地面積顯著增加,但自然生態斑塊之間依然缺乏有機聯系,景觀連通性水平不高,城市生態安全、生態系統的完整性仍面臨重大挑戰[19- 20]。

圖1 研究區范圍及土地利用情況Fig.1 Map of location and land use of the study area

2 數據與研究方法

2.1 數據來源與預處理

研究采用的主要數據有：2013年南京市Landsat 8 OLI 衛星遙感數據、南京市ASTER GDEMV2數字高程數據(數據來源于中國科學院計算機網絡信息中心地理空間數據云平臺http://www.gscloud.cn),研究區1∶50000地形圖,以及規劃局、環保局等部門的水源保護區、自然保護區等相關專題數據等。

數據的預處理主要包括：將所有數據坐標系統定義為西安80坐標系,高斯-克呂格投影；使用研究區地形圖對衛星遙感數據進行精校正(均方根誤差小于1個像元)；基于ENVI軟件平臺,對校正后的遙感數據進行輻射定標與大氣校正,采用支持向量機(Support Vector Machine, SVM)的分類方法進行監督分類,將研究區土地利用類型劃分為建設用地、草地、林地、耕地、道路、水域和裸地7類(圖1)。以同年高分辨率谷歌影像圖作為驗證數據,從中選取驗證樣本進行混淆矩陣分析,結果顯示研究區土地利用分類的總體精度為93.64%,Kappa系數為0.92。

2.2 研究方法

2.2.1 基于多因子疊置分析的研究區生態敏感性分區

生態敏感性是指生態系統對區域內自然和人類活動干擾的敏感程度,是評價生態系統健康活力、恢復力和進行生態功能區劃的重要指標[21- 22]。首先,本文根據研究區自然生態環境特點并結合數據的代表性與可獲取性,選取了地形、水域緩沖區、植被與土地利用和政策限制四大類共9項典型指標(表1)來綜合表征研究區的生態敏感程度。對于一般性約束指標,采用層次分析法計算各因子的權重；對于強限制性因子,則不參與加權疊加分析,而是將具有此類屬性的區域直接劃入相應等級的敏感區。然后,結合研究區實際情況并參照相關研究成果,采用專家咨詢等方法確定所選因子的等級劃分標準,并基于GIS進行生態敏感性的單因子評價。最后,通過因子的疊置分析得到研究區綜合生態敏感性評價結果,采用自然斷點法將其劃分為極高、高、中、低和極低5個等級(圖2,表2),提取出高和極高等級的敏感區,并采用ArcGIS中的聚合面(Aggregate Polygons)工具,將建設用地與道路作為障礙要素,對距離小于100 m的高敏感生態斑塊進行空間聚合,從而實現基于用地性質與空間距離的鄰近斑塊的整合,形成研究區的生態底線區(圖2)。與以往敏感性分析研究中因子加權疊加和最大值法不同,本文采用一般約束性因子加權疊加結果與強約束性因子進行最大值鑲嵌的方法來計算研究區的綜合生態敏感性(表1),以減少單純多因子疊置分析對強約束性因子影響的削弱作用和單純最大值法對一般約束性因子影響的增強作用,以更為客觀地表征不同敏感因子的相對重要性程度。

表1 生態敏感性評價指標體系

表2 研究區生態敏感性分類結果

圖2 研究區生態敏感性分析結果與基礎底線區空間分布Fig.2 The result of eco-sensitivity evaluation and the distribution of basic ecological area

2.2.2 基于最小路徑與圖譜理論的研究區潛在生態網絡構建

通過生態廊道連接破碎化的生境斑塊,構建具有空間完整性的生態網絡,既能維護城市生態系統的空間格局,提高自然生態系統的質量和保護生物多樣性,又可以在城市景觀格局動態演化過程中前瞻性地保護城市生態系統的關鍵區域,有效地緩解城市生態保護與發展建設之間的矛盾[28- 30]。目前,最小費用路徑(Least-cost path)方法和圖譜理論(Graph Theory)已廣泛應用于生態網絡的構建過程中[31-32]。本文首先將研究區內的林地斑塊按面積進行排序,選取占林地總面積50%的大型斑塊,初選出源地67個；并通過疊加相關部門已確定的生態保護區、森林公園等具有重要生態系統服務的區域,因二者空間上存在重疊,最終一共遴選出71個生態源地(圖3)。然后,參考謝高地等[33]對各類生態用地單位面積生態系統服務價值當量的估算結果,選取生態用地支持服務中的生物多樣性服務價值當量作為本文生態適宜性的定量表征,對林地、草地和耕地等用地進行景觀阻力賦值；建設用地和其他非生態用地根據其生境適宜性情況賦予相對的成本阻力；考慮到長江等大型水體對陸生生物遷移擴散具有隔離作用,故對其設置了較高的阻力值(表3)。其次,基于Graphab軟件平臺[34]采用最小費用路徑方法,計算獲取研究區119條潛在生態廊道的矢量路徑(圖3),并利用該軟件的指數分析模塊,采用整體連通性指數(Integral Index of Connectivity,IIC,式1)計算所有廊道和源地的連通重要值(ΔI, Delta metrics of connectivity,分別記為ΔIIC_link、ΔIIC_pacth,式2),用于評價各要素在生態網絡中的相對重要性程度,進而通過聚類分析,將二者的連接重要值劃分為5類(圖3)。參照朱強等[35]對國內外生態廊道寬度相關研究的總結(30 m廊道寬度基本可以滿足動植物遷移和傳播及生物多樣性保護的功能,且隨廊道寬度增加,其內部的生境質量、結構穩定性、物種豐富度也會得到提升),鑒于研究區是高度城市化區域的實際情況,根據廊道連接重要值的等級(從低到高)分別設定了30、60、100、150、200 m 的基礎廊道寬度(圖4)。最后,根據生態網絡的空間位置特征,識別出61處對生物交流起到關鍵作用的生態節點(生態關鍵區),結合其周邊用地情況分別設置5—18 hm2不等的生態修復與保護范圍(圖4)。由篩選出的生態源地、賦予相應寬度的生態廊道、識別的生態關鍵區共同組成了研究區完整的陸地生態網絡(圖4)。

圖3 研究區潛在生態廊道空間分布生態網絡圖譜及其連通性評價Fig.3 Ecological corridors identified by using least cost path method, Ecological networks developed based on graph theory

圖4 研究區完整生態網絡及局部細節Fig.4 The developed ecological networks of the study area and selected zoned areaa—h為局部代號

(1)

(2)

式中,n表示景觀中斑塊連接的總數,ai和aj分別表示斑塊i和斑塊j的面積,lij表示斑塊i和斑塊j之間的連接距離(本文采用最小成本距離),I為某一景觀的連接度指數值(本文指整體連通性指數);Iremove為將某斑塊從該景觀中剔除后,景觀的連接度指數值[36-37]。

表3 不同土地利用類型的景觀阻力值

*水域在本研究中被視為陸地生物遷移的主要阻力因素,故未采納此項參考值

2.2.3 基于生態安全理念的研究區生態控制邊界的整合劃定

首先,基于連接性評價結果完善基礎底線區內重要廊道與源地周邊地區的生態修復范圍。然后,基于生態安全理念,采用空間疊置方法將構建的生態網絡與基礎底線區進行疊合,從而實現研究區內既有的和潛在的需要保護的自然生態空間的整合,得到研究區最初的生態控制邊界。最后,結合研究區高分辨率衛星影像,將其與道路、溪流、林地等地物的邊界相匹配,以提升其可識別性與可實施性,從而最終劃定了都市區尺度下的生態控制邊界(表4,圖5)。

3 結果分析

3.1 既有自然生態空間(生態底線區)的空間分布特征

基于生態敏感性評價而確定的基礎底線區是研究區既有高價值自然生態空間的集合,是維護城市生態安全、保障城市可持續發展的重要空間基礎。由研究區的生態敏感性評價結果(表2、圖2)可見,極高敏感區域所占研究區的比重最小(14.2%),主要分布在研究區中心城區周邊的山地區域和長江及其沿岸濕地等區域,陸域的極高敏感區呈現出斑塊分散孤立的空間分布形態。高敏感性區域占23.91%,空間分布較為廣泛,且無明顯集中趨勢,在形態上較極高敏感區更為破碎。因而,基于生態敏感性分析結果劃定的基礎底線區總體上也呈現出“大而孤立,小且分散,連接性不佳”的空間分布特征(圖2)。這主要與城鎮建設用地的不斷侵蝕、區域交通設施的分割、原有自然生態本底情況欠佳等因素有關。

3.2 潛在自然生態空間(生態網絡)的空間分布特征

基于最小路徑與圖譜理論的生態網絡是研究區綠色基礎設施的重要結構性要素,能夠保障重要自然生態空間的有效連接。由圖3可見,生態源地的空間分布極不均衡,西部、西南、東部地區依托山區良好的自然條件,為都市區提供了大面積的生態源地,而西北、東南地區用地類型多以耕地為主,缺乏高質量的林地生態斑塊,因而區域內的大型生態源地分布較少。由生態網絡分析圖譜(圖3)可見,生態網絡中各源地與廊道的連通重要值差異均非常顯著,但源地重要性值的內部差異(數據的全距)更大,源地的連通重要值介于0.028%和34.51%之間,而廊道的則介于0.003%和4.76%之間；源地在生態網絡中的連通重要性程度與其面積有著較強的相關性,并受到其在生態網絡中位置的重要影響,而廊道的連通重要性則主要取決于其在生態網絡中的位置(圖3)。由于長江對陸地生態網絡的分割作用,生態網絡總體上形成江北和江南兩部分,江北地區連通重要性較高的源地和廊道數量相對較少且多孤立,網絡結構也比較簡單,呈明顯的中心極化特征,江南地區連通重要性較高的源地和廊道數量較多,呈簇團狀集聚分布,網絡結構相對較為復雜,呈多中心分布結構,但在中心城區除紫金山斑塊外幾乎沒有生態廊道連接(圖3)。潛在生態廊道的路徑位置與走向直接影響著生態關鍵區的分布,江南地區生態廊道縱橫交錯,關鍵區多位于廊道交匯處,江北地區生態廊道較為稀疏,生態關鍵區多設置于廊道轉折處(圖4 a—h)。

依據連通性評價結果設定的廊道寬度,在中心城區及其周邊多以30 m寬度為主,這主要與中心城區內廊道的連通性相對較小,且用地十分緊張有關；而在中心區外圍、都市區邊緣等區域,則多以60 m寬度以上的廊道為主,這些區域的廊道連通性相對較高,廊道建設的用地條件也相對較好(圖4)。

3.3 生態控制邊界的用地構成與空間分布特征

由表4可見,林地、耕地和水域是生態控制邊界內(生態控制單元)的3個主要景觀構成類型,分別占其總面積的36.75%、30.59%和19.28%,合占93.73%,這一構成與各類用地的生態敏感性和生態功能密切相關。建設用地和道路用地所占比例雖小(分別為3.04%和1.69%),但其對生態控制單元的生態功能的隔離和阻隔作用不應被忽視,應通過有效手段對邊界內現有的建設活動進行控制。此外,控制邊界內還有27.66 km2的裸地(占1.53%),應該因地制宜做好生態修復工作。相對于最初確定的生態底線區(圖2),由于融入了生態網絡和對重點廊道與源地周邊地區的生態修復,研究區原本破碎的自然生態空間得到了有效連接,生態控制單元的空間完整性與連續性得到了有效提升(圖5)。特別是在城鎮建設與自然生態交錯的南部、西部地區,生態網絡不僅給生物提供了遷徙通道,也成為該地區未來綠色基礎設施建設的基本骨架。

表4 生態控制邊界內的用地構成

圖5 南京都市區生態控制邊界Fig.5 Ecological control boundaries of Nanjing Metropolis District

4 結論與討論

本文在生態安全格局理念的指導下,以南京都市區為例,基于生態敏感性和生態網絡分析,獲取了研究區的高生態敏感空間和潛在的生態網絡。在此基礎上,整合既有和潛在的自然生態空間,劃定了南京都市區的生態控制邊界,從而實現了研究區現存和潛在的重要自然生態空間的有效保護。研究結果表明：1)研究區既有的高生態敏感性區域呈現“大而孤立,小且分散,連接性不佳”的空間分布特征。2)遴選出的71處生態源地、119條重要廊道和61個關鍵生態斑塊共同組成研究區的生態網絡,顯著提升了原有生態空間的景觀連接性和研究區域的總體生態安全水平。3)生態網絡分析可以彌補敏感性分析只考慮既有自然生態空間的局限,二者的組合使用可為不同尺度上生態控制邊界的劃定提供簡明的分析框架。

由于基于生態敏感性的生態控制邊界劃定多是基于現狀用地空間進行,多以水系作為連接廊道,往往忽視綠地景觀網絡的構建。本文基于生態網絡分析科學辨識了研究區潛在的生態廊道,進而識別了需要保護的潛在自然生態空間,從而增加了研究區破碎化綠地景觀的連接性。然而,本研究確定的生態控制邊界是保證研究區可持續發展的最小生態用地范圍,生態廊道連接數量少(均為最小費用路徑)、寬度小(根據連接重要性評價而確定的最小寬度)。因而,根據城市用地空間的實際情況,在有條件的區域適當增加廊道的數量和寬度、擴大生態關鍵區的數量和范圍,將更有利于區域生物多樣性的維持。另外,還需要注重自然生態空間功能的復合利用,在不破壞生態廊道生態功能的前提下復合游憩、社會、經濟、教育等其他用途,形成復合型的城市綠色基礎設施網絡體系。

本文在生態敏感性分析時采用了加權求和與最大值相結合的方法,減少了不同類型因子對評價結果的潛在影響,但選擇的因子仍主要側重地形、水域、植被、土地利用和政策約束等方面,其客觀性、全面性、科學性還有待進一步驗證。另外,為了提高景觀阻力賦值的科學性,本文使用謝高地等[33]對不同用地類型單位面積生態系統服務價值當量的評估結果[33]來定量表征該用地類型的生態適宜性。然而,本文并未針對研究區指示物種和焦點物種來進行生態網絡的構建,有待深入研究,以期更好地指導城市與區域生態網絡的規劃與建設。

[1] Zhang L Q, Peng J, Liu Y X, Wu J S. Coupling ecosystem services supply and human ecological demand to identify landscape ecological security pattern: A case study in Beijing-Tianjin-Hebei region, China. Urban Ecosystems, 2016: 1- 14, doi: 10.1007/s11252-016-0629-y.

[2] 仇江嘯, 王效科, 逯非, 歐陽志云, 鄭華. 城市景觀破碎化格局與城市化及社會經濟發展水平的關系——以北京城區為例. 生態學報, 2012, 32(9): 2659- 2669.

[3] 盛鳴. 從規劃編制到政策設計: 深圳市基本生態控制線的實證研究與思考. 城市規劃學刊, 2010(S1): 48- 53.

[4] 王云才, 呂東, 彭震偉, 高璟. 基于生態網絡規劃的生態紅線劃定研究——以安徽省宣城市南漪湖地區為例. 城市規劃學刊, 2015, (3): 28- 35.

[5] 許妍, 梁斌, 鮑晨光, 蘭冬東, 于春艷, 馬明輝. 渤海生態紅線劃定的指標體系與技術方法研究. 海洋通報, 2013, 32(4): 361- 367.

[6] 丁雨賝, 馮長春, 王利偉. 山地區域土地生態紅線劃定方法與實證研究——以重慶市涪陵區義和鎮為例. 地理科學進展, 2016, 35(7): 851- 859.

[7] 燕守廣, 林乃峰, 沈渭壽. 江蘇省生態紅線區域劃分與保護. 生態與農村環境學報, 2014, 30(3): 294- 299.

[8] 馮宇. 呼倫貝爾草原生態紅線區劃定的方法研究[D]. 北京: 中國環境科學研究院, 2013.

[9] 陳海嵩. “生態紅線”制度體系建設的路線圖. 中國人口·資源與環境, 2015, 25(9): 52- 59.

[10] 林勇, 樊景鳳, 溫泉, 劉述錫, 李濱勇. 生態紅線劃分的理論和技術. 生態學報, 2016, 36(5): 1244- 1252.

[11] 蘇同向, 王浩. 生態紅線概念辨析及其劃定策略研究. 中國園林, 2015, 31(5): 75- 79.

[12] 王社坤, 于子豪. 生態保護紅線概念辨析. 江蘇大學學報: 社會科學版, 2016, 18(3): 50- 56.

[13] 喻本德, 葉有華, 郭微, 俞龍生, 黃濤, 孫芳芳, 羅建武. 生態保護紅線分區建設模式研究——以廣東大鵬半島為例. 生態環境學報, 2014, 23(6): 962- 971.

[14] 符娜. 土地利用規劃的生態紅線區的劃分方法研究——以云南省為例[D]. 北京: 北京師范大學, 2008.

[15] 彭建, 汪安, 劉焱序, 馬晶, 吳健生. 城市生態用地需求測算研究進展與展望. 地理學報, 2015, 70(2): 333- 346.

[16] 楊姍姍, 鄒長新, 沈渭壽, 沈潤平, 徐德琳. 基于生態紅線劃分的生態安全格局構建——以江西省為例. 生態學雜志, 2016, 35(1): 250- 258.

[17] 彭建, 趙會娟, 劉焱序, 杜悅悅. 區域水安全格局構建: 研究進展及概念框架. 生態學報, 2016, 36(11): 3137- 3145.

[18] 南京市地方志編纂委員會辦公室. 南京年鑒2015年卷. (2016-03-02) [2017-01- 20]. http://dfz.nanjing.gov.cn/xzbj/17710/17711/.

[19] 邵大偉, 吳殿鳴. 基于景觀指數的南京主城區綠色空間演變特征研究. 中國園林, 2016, 32(2): 103- 107.

[20] 于亞平, 尹海偉, 孔繁花, 王晶晶, 徐文彬. 基于MSPA的南京市綠色基礎設施網絡格局時空變化分析. 生態學雜志, 2016, 35(6): 1608- 1616.

[21] 歐陽志云, 王效科, 苗鴻. 中國生態環境敏感性及其區域差異規律研究. 生態學報, 2000, 20(1): 9- 12.

[22] 李志江, 胡召玲, 馬曉冬, 孫繼勇. 基于GIS的新沂市生態敏感性分析. 江蘇師范大學學報: 自然科學版, 2006, 24(3): 72- 75.

[23] 周春林, 景屏. 南京城區地貌分類與地貌制圖. 現代城市研究, 1997, (5): 46- 47+49- 50.

[24] 朱查松, 羅震東, 胡繼元. 基于生態敏感性分析的城市非建設用地劃分研究. 城市發展研究, 2008, 15(4): 30- 35.

[25] 舒幫榮, 黃琪, 劉友兆, 李彥, 嚴長清. 基于變權的城鎮用地擴展生態適宜性空間模糊評價——以江蘇省太倉市為例. 自然資源學報, 2012, 27(3): 402- 412.

[26] 李廣娣, 馮長春, 曹敏政. 基于土地生態敏感性評價的城市空間增長策略研究——以銅陵市為例. 城市發展研究, 2013, 20(11): 69- 74.

[27] 王曉利, 姜德娟, 馬大喜. 基于MODIS NDVI時間序列的植被覆蓋空間自相關分析——以山東半島與遼東半島區域比較研究. 干旱區資源與環境, 2013, 27(10): 139- 144.

[28] Opdam P, Steingr?ver E, Van Rooij S. Ecological networks: A spatial concept for multi-actor planning of sustainable landscapes. Landscape and Urban Planning, 2006, 75(3/4): 322- 332.

[29] 尹海偉, 孔繁花, 祈毅, 王紅揚, 周艷妮, 秦正茂. 湖南省城市群生態網絡構建與優化. 生態學報, 2011, 31(10): 2863- 2874.

[30] 許文雯, 孫翔, 朱曉東, 宗躍光, 李楊帆. 基于生態網絡分析的南京主城區重要生態斑塊識別. 生態學報, 2012, 32(4): 1264- 1272.

[31] 許峰, 尹海偉, 孔繁花, 徐建剛. 基于MSPA與最小路徑方法的巴中西部新城生態網絡構建. 生態學報, 2015, 35(19): 6425- 6434.

[32] Kong F H, Yin H W, Nakagoshi N, Zong Y G. Urban green space network development for biodiversity conservation: Identification based on graph theory and gravity modeling. Landscape and Urban Planning, 2010, 95(1/2): 16- 27.

[33] 謝高地, 張彩霞, 張雷明, 陳文輝, 李士美. 基于單位面積價值當量因子的生態系統服務價值化方法改進. 自然資源學報, 2015, 30(8): 1243- 1254.

[34] Foltête J C, Clauzel C, Vuidel G. A software tool dedicated to the modelling of landscape networks. Environmental Modelling & Software, 2012, 38: 316- 327.

[35] 朱強, 俞孔堅, 李迪華. 景觀規劃中的生態廊道寬度. 生態學報, 2005, 25(9): 2406- 2412.

[36] Pascual-Hortal L, Saura S. Comparison and development of new graph-based landscape connectivity indices: towards the priorization of habitat patches and corridors for conservation. Landscape Ecology, 2006, 21(7): 959- 967.

[37] Saura S, Torné J. Conefor sensinode 2.2: a software package for quantifying the importance of habitat patches for landscape connectivity. Environmental Modelling & Software, 2009, 24(1): 135- 139.

Development of ecological control boundaries in Nanjing metropolis district based on ecological security patterns

XU Wenbin1, YIN Haiwei1,*, KONG Fanhua2

1SchoolofArchitectureandUrbanPlanning,NanjingUniversity,Nanjing210093,China2InternationalInstituteforEarthSystemSciences,NanjingUniversity,Nanjing210023,China

Developing ecological control boundaries is an effective way to protect ecological space, maintain regional ecological security patterns, and control urban sprawl. However, previous studies on the methods to develop ecological control boundaries usually only considered the existing high ecological sensitive areas and neglected potential ecological spaces. Potential ecological spaces usually offer significant contribution in maintaining the balance of urban and regional ecosystems via ecological connectivity. By not considering potential ecological spaces, the designated ecological units become isolated habitat islands and the ecological vulnerability of the city or region increases. Taking the Nanjing metropolis district as a case study, and from the perspective of ecological security, the present study attempted to present a new method to develop ecological control boundaries by integrating ecological sensitivity analysis with ecological networks analysis. These ecological control boundaries aimed to protect the existing and potential important ecological spaces simultaneously in the study area. An eco-sensitivity index system was first established by selecting nine indexes based on local conditions, with the highly sensitive ecological spaces of the study area obtained with spatial analysis in Geographical Information System (GIS). The potential ecological networks were developed with the least-cost path method and supported by GIS. The results revealed that: 1) ecological sensitivity analysis was effective in identifying the existing high ecological sensitivity spaces, with the spatial pattern of high ecological sensitivity areas demonstrating that no matter how large or small, ecological sensitivity patches are usually isolated and scattered; and 2) by considering the ecological sensitivity areas simultaneously, 71 sources, 119 important corridors, and 61 key ecological patches were selected to develop the ecological networks. The developed ecological networks can significantly enhance the original landscape connectivity, and can effectively improve overall ecological security both at the urban and regional scales. After the analysis, further suggestions were provided for planning and improvement of the ecological control boundaries in the Nanjing metropolis district. The study indicated that ecological sensitivity analysis could capture the established natural status effectively but neglect the importance of potential ecological connectivity; however, ecological network analysis could make up for this shortcoming perfectly. Therefore, combining ecological sensitivity analysis with ecological networks analysis as performed in the present study is very useful and is a good method to develop ecological control boundaries on different scales.

ecological sensitivity; ecological networks; least-cost path method; graph theory

國家自然科學基金項目(51478217,31670470)

2017- 01- 23;

2017- 04- 01

10.5846/stxb201701230185

*通訊作者Corresponding author.E-mail: qzyinhaiwei@163.com

徐文彬, 尹海偉, 孔繁花.基于生態安全格局的南京都市區生態控制邊界劃定.生態學報,2017,37(12):4019- 4028.

Xu W B, Yin H W, Kong F H.Development of ecological control boundaries in Nanjing metropolis district based on ecological security patterns.Acta Ecologica Sinica,2017,37(12):4019- 4028.