生態—經濟競合下低效建設用地再開發空間重構
——以湛江市中心城區為例

盧宗亮，王紅梅，4，劉光盛，梁宇哲，易 璐，楊麗英，蔡城鋒

（1.華南農業大學公共管理學院，廣東 廣州 510642；2.國土資源部建設用地再開發重點實驗室，廣東廣州 510640；3.廣東省土地利用與整治重點實驗室，廣東 廣州 510640； 4.廣州市服務型政府基地，廣東 廣州 510642；5.廣東省土地調查規劃院，廣東 廣州 510075）

1 引言

低效建設用地是指受社會經濟因素影響而形成的利用粗放、用途不合理的已建設或已批準建設的建設用地[1-3]。低效建設用地再開發空間重構，是為了提高土地利用效率，使其再次利用后的空間格局滿足社會經濟發展需求的規劃或工程措施，例如“三舊”改造、城市更新等[4-5]。然而，在高度城市化的城市中心區，低效建設用地再開發大多強調重構城市的物質空間，雖提高了土地社會經濟效益，卻降低了環境容量[6]，主要體現在生態用地數量少、綠化覆蓋率低、缺乏開敞空間、生態空間連接度低等[7-8]。因此，許多學者從不同的視角將景觀生態思想融入重構研究，已取得了豐碩的成果[9-10]，包括生態恢復、景觀設計、效益研究、可持續性評價等[11]，尤其提倡優化生態用地的結構和格局，優先將具有高生態效益的低效建設用地通過再開發轉換為生態用地[7]，以拓寬局部生態空間。但由于低效建設用地再開發的成本高昂，過于偏重重構生態空間，難以獲取合理的社會經濟效益，不利于推動再開發的實施[12]?？梢姡瑑H偏重一種功能導向的空間重構并不能反映“侵占”另一種功能的空間所需付出的代價[13]。社會經濟條件的制約導致可再開發的低效建設用地資源有限[14]，為盡量占據稀缺土地資源，物質與生態空間形成了“競爭”和“合作”關系（“競合”關系），競合結果反映著某一方在某個“資源位”（低效建設用地單元）上對另一方作出利益“讓渡”后仍然具備的相對優勢[15]，可更合理地實現兩種空間在同一“資源位”上的均衡[16]。因此，在研究低效建設用地物質和生態空間競合關系基礎上，調整“資源位”流向，有利于引導城市建設者，既可獲取合理社會經濟效益，又可減少低效建設用地再開發時對生態空間的不合理“侵占”，進而實現局部低效建設用地內部物質和生態空間的“重生”與“共生”[8]。

土地同時是物質和生態空間的載體，承載物質和生態空間的土地可分別定義為“社會經濟功能用地”和“生態功能用地”[17]。本文嘗試從規劃用途管制視角重構低效建設用地的物質和生態空間，選擇湛江市中心城區為實證區，借鑒“生態位”的理論與方法[18]，量化低效建設用地上物質和生態空間競合形成的“自然—經濟位”，用以均衡物質空間所需占據的“社會經濟功能用地”和生態空間所需占據的“生態功能用地”的結構和格局，以期為城市低效建設用地再開發提供借鑒。

2 研究區概況與數據來源

2.1 研究區概況

湛江市中心城區位于廣東省雷州半島北部，由麻章、赤坎、霞山（含開發區）和坡頭4個區的全部或部分區域組成，規劃區面積約275 km2，其中建設用地規模134.75 km2，占規劃區面積的49%①行政區劃、人口數據來源于湛江政府門戶網，并通過數據剝離而成；建設用地數據來源于湛江市最新土地利用變更調查統計。。該地區是傳統的海港城市，具有水產品加工、零售和批發貿易、住宅和工業發展等多種土地利用方式，居住和產業用地比重較高，夾雜分布于赤坎和霞山區。根據《湛江市城市總體規劃（2011—2020年）》，到2020年，湛江市中心城將成為“大湛江城市群”的核心以及廣東省的“生態型港灣”，但布局雜亂的居住和產業用地，難以滿足經濟發展和生態保護需求，利用效率低。該地區正在推行低效建設用地再開發，正面臨促進經濟發展和改善生態環境的雙重挑戰，比較適于進行生態—經濟競合下的低效建設用地再開發空間重構研究。

2.2 數據來源

研究數據包括土地利用現狀與總體規劃矢量數據、城市總體規劃及中心城區范圍矢量數據、社會經濟統計數據，時點設定為2016年12月31日。土地利用現狀數據來源于“地理空間數據云”獲取的2016年“高分一號”衛星遙感影像，經過處理提取道路、建設用地、水體、農林用地斑塊，轉為矢量數據，并在ArcGIS 10.2平臺上，輔助Google街景地圖和實地調查，獲得土地用途類型數據；土地利用總體規劃、城市總體規劃及中心城區范圍矢量數據，提取于《湛江市轄區土地利用總體規劃（2010—2020年）》與《湛江市城市總體規劃（2011—2020年）》公示圖，經矢量化獲得；社會經濟統計數據來源于湛江統計信息網、湛江市統計年鑒，通過數據剝離、插值、實地調查等方式整合到空間數據庫中，構成研究底圖，并將居住用地、商服用地、產業用地、行政辦公用地、教育科研用地、村莊建設用地和其他建設用地作為研究對象。

3 研究方法

研究主要內容包含：界定研究單元，并量化研究單元的“自然—經濟位”，以均衡研究單元內部兩種功能用地的結構和格局（圖1）。

圖1 生態—經濟競合下的低效建設用地再開發空間重構研究思路Fig.1 Reconstructing the spatial pattern of inef fi cient land redevelopment under ecological-economic competition and cooperation

3.1 辨識低效建設用地

相對和絕對是同一事物既聯系又區別的兩重屬性。低效建設用地是相對的概念，體現了它的“相對面”，而其“絕對面”也必然存在。因此，分別設定絕對和相對標準，提出辨識低效建設用地空間格局的“絕對面—相對面”指標體系（表1）。

表1 “絕對面—相對面”辨識指標體系Tab.1 The “absolute-relative” identi fi cation indicator system

絕對指標方面，只要一項不符合認定標準，即可認定為低效建設用地；相對指標方面，原則上應與區域或地方相關政策設定的閾值進行比對，但考慮某些地區的政策標準未盡完善，因此采取保守原則，使用統計上的中位數和分位數等作為利用相對指標辨識低效建設用地的閾值。最后融合絕對和相對指標的結果得到低效建設用地的格局。

3.2 定義研究單元

將辨識得到的低效建設用地地塊定義為“地塊單元”，通過比較地塊單元間的生態—經濟競合關系，來均衡各個地塊單元上兩種功能用地的結構；將地塊單元切分為若干個15 m×15 m的柵格，每個柵格定義為“局地單元”，通過均衡各個局地單元上兩種功能用地的結構，來均衡地塊單元上兩種功能用地格局。

3.3 自然—經濟位的量化和修正

3.3.1 量化地塊單元的自然—經濟位

自然—經濟位反映的是社會經濟功能用地和生態功能用地間的比較優勢，即地塊單元上的物質和生態空間競合時，其中一種功能用地的相對優勢，決定了制約于物質空間下，生態空間所能占據的最適宜生態功能用地數量，以及物質空間可合理占據的社會經濟功能用地數量。基于生態位的理論，借鑒肖長江的研究[12]，利用最小累積阻力、經濟區位評價模型[19-20]，根據式（1）量化地塊單元的自然—經濟位。為突顯重構生態空間在低效建設用地再開發中的重要性，將生態功能用地設定為優勢方（生態功能用地的面積與自然—經濟位取值正相關）。

式（1）中：i為地塊單元的數量；MNi為地塊單元的自然—經濟位；xi、xi0、xin、ain分別表示地塊單元的面積、一級景觀安全格局范圍面積、第n等級景觀安全格局范圍面積、不同景觀安全格局等級的權重；yi、yi0、yin、bin分別表示地塊單元的面積、一級經濟適宜性等級范圍面積、第n經濟適宜性等級范圍面積、不同經濟適宜性等級的權重。

3.3.2 量化和修正局地單元的自然—經濟位

局地單元自然—經濟位的計算方式與地塊單元一致，但局地單元在空間上是相鄰的，存在鄰域關系，致使某個局地單元的自然—經濟位受到相鄰單元自然—經濟位的影響。理論上，在某個地塊單元中，總存在一個自然—經濟位最大的局地單元（核心單元），在均衡的過程中最先轉換為生態功能用地，周邊的單元（鄰域單元）受鄰域效應的影響，提升了轉換為生態功能用地的潛力，該潛力的大小由鄰域單元與核心單元的距離（歐式距離）決定。根據鄰域單元與核心單元距離的統計分布，設定核心單元之于鄰域單元自然—經濟位的修正系數（圖2）。

3.4 兩種功能用地結構和格局的均衡

3.4.1 結構的均衡

從式（1）可見，地塊單元的自然—經濟位，受兩種功能用地的面積結構影響，為更好地觀察自然—經濟位對均衡兩種功能用地的引導作用，設定自然—經濟位為靜態常量，以突出模型計算的極端值。同時，設定研究區僅能采用低效建設用地再開發以滿足社會經濟發展和生態環境改善的需求。依據式（2），利用MatLab 2014a的線性規劃模型均衡地塊單元間兩種功能用地的結構。

式（2）中：mi為要求取的某地塊單元上最適宜的生態功能用地數量。式（2）可解釋為：基于自然—經濟位，最大化地塊單元的生態功能用地面積。當生態空間保障其所需占據的生態功能用地面積后，地塊單元總面積與生態功能用地面積的差值，則為物質空間可以占據的社會經濟功能用地面積。

線性規劃模型的運行需設定總量、上限和下限約束?？偭考s束參照《國家園林城市標準》，遵循折中原則，設定均衡后研究區的生態功能用地面積總量需大于全部建設用地面積的25%（3 363.21 hm2），扣除研究區既有的1 937.83 hm2生態功能用地，需新增1 425.38 hm2。下限約束設定為地塊單元上的生態功能用地的數量需超過地塊單元總面積的20%。上限約束旨在減少物質空間轉換為生態空間損失，設定地塊單元上的社會經濟功能用地可達到地塊單元總面積的20%。

3.4.2 格局的均衡

采用同樣方法，通過均衡局地單元間兩種功能用地結構，來均衡同一地塊單元上兩種功能用地的格局。為與詳細規劃銜接，也為了盡量降低縮減現狀建設用地成本，設定規劃用途為綠地或者無建筑物的局地單元，優先轉換為生態功能用地；其余部分，把地塊單元結構均衡后得到的生態功能用地面積，作為上限，將高自然—經濟位的局地單元，優先轉換為生態功能用地。當轉換面積超過上限時，停止轉換，剩余局地單元轉換為社會經濟功能用地。

圖2 局地單元自然—經濟位的修正系數Fig.2 Coef fi cient of “natural-economic ecological niche”in local land-unit

4 結果與分析

4.1 低效建設用地的格局和自然—經濟位

利用“絕對面—相對面”指標體系辨識后，研究區低效建設用地總量為584宗（3 181.86 hm2），占建設用地總面積的23.65%，其中空閑土地、閑置土地、危舊房用地等現狀用途不確定的其他建設用地，達到1 711.35 hm2。低效的產業、居住用地面積次之，達到573.93 hm2和270.95 hm2。而低效的行政辦公、教育科研和村莊建設用地較少，僅為18.94 hm2、190.54 hm2和163.29 hm2?？梢姡芯繀^居住、商業、產業用地等經營性用地利用較粗放，行政辦公、教育、公共設施用地等非經營性用地比經營性用地利用得集約。如圖3（a），研究區低效建設用地的分布相對密集，某宗低效建設用地多被其他低效建設用地所包圍，在研究區幾何中心集聚，在邊緣地區離散，呈現“整體分散、局部集聚”?？赏茢?，研究區早期以第二產業為主的經濟發展方式和城鎮化模式，致使當前土地利用結構在短期內難以達到經濟轉型新預期，成規模的居住和產業用地混合布局已導致了建設用地利用的低效。

研究區低自然—經濟位的低效建設用地居多，集中于霞山區、赤坎區的交界（圖3（b））。原因在于該區域早期被劃為開發區，產業用地比例較高，且區位條件好，再開發時更傾向于轉化為社會經濟功能用地。以該位置為圓心，低效建設用地的自然—經濟位逐漸提高，中位數位于霞山區南部臨港工業園一期片區西南側、赤坎區西部嶺南師范學院、麻章城區及坡頭區行政中心內部，原因在于這些片區以提供公共服務功能為主，物質與生態空間的比較優勢相當。高自然—經濟位的低效建設用地較少，集聚于研究區的邊緣，土地利用類型主要為裸地、空閑地或閑置土地，相對于已開發的建設用地，生態空間擴張的阻力較小，再開發時更適合轉化為生態功能用地。最大值區間出現于赤坎區北部，原因在于東側的河流水域及沿岸濕地是生態空間的“擴張源”。因此，邊緣位置的低效建設用地，可優先整理和復墾為生態功能用地，成為限制物質空間擴張的生態空間屏障。

4.2 低效建設用地上兩種功能用地結構和格局的均衡結果

利用線性規劃模型，基于地塊單元間的自然—生態位，均衡地塊單元間兩種功能用地的面積結構后，生態功能用地的均衡面積為1 425.38 hm2，與目標一致。如圖4（a），4個子行政區的邊緣位置，新增生態功能用地面積明顯較多，可作為研究區內部良好開敞空間。盡管對應位置地塊單元的自然—經濟位并非最高，但地塊面積大，易受下限約束，均衡后大幅增加了生態功能用地的絕對數量。應將該位置的低效建設用地復墾為公園綠地，通過提升生態效益，來提高土地的綜合利用效率。而處于城區內部小面積的地塊單元則反之，其可容納生態空間的面積有限，應考慮提高物質空間的強度和效益，來提高土地利用效率。

而通過均衡局地單元的面積結構來均衡地塊單元內兩種功能用地的格局后，均衡的生態功能用地面積為1 422.31 hm2，完成目標的99.78%。生態功能用地在地塊單元內的布局形態呈現5種形式：（1）“生態主導型”，即生態功能用地占主導的地塊單元；（2）“生態圍合型”，即內部為社會經濟功能用地，周邊被一定數量生態功能用地圍合的地塊單元；（3）“開發主導型”，即社會經濟功能用地占主導的地塊單元；（4）“均衡型”，即生態功能用地與社會經濟功能用地面積相當的地塊單元；（5）“隨機型”，即內部局地單元自然—經濟位差異較大的地塊單元。

圖3 低效建設用地的空間格局（a）及其自然—經濟位（b）Fig.3 Spatial pattern of inef fi cient land (a) and its natural-economic ecological niche (b)

經分類后，開發主導型、生態圍合型、均衡型、開發主導型和隨機型的面積分別為972.49 hm2、648.99 hm2、196.57 hm2、1 123.44 hm2和240.41 hm2。整體上，從城市中心到邊緣，低效建設用地呈現開發主導型→生態圍合型→生態主導型→均衡型和隨機型的變化，主要受地塊單元自然—經濟位趨勢變化的影響，可以在再開發過程中對應安排街頭綠地、防護綠地、生態綠地和廣場綠地。局部上，大面積的地塊單元多為生態主導型和開發主導型，小面積的地塊單元多為隨機型和均衡型。生態主導型和生態圍合型的地塊單元總面積達到1 621.48 hm2，占地塊單元總面積的50.96%。由此可見，均衡結果有利于優化人居環境，據此編制地塊修建性詳細規劃，實施再開發后能提升低效建設用地及其周邊的生態效益，拓寬局部生態空間。

4.3 與城市總體規劃的對比分析

將生態—經濟競合下的兩種功能用地的均衡結果嵌入城市總體規劃中，分別將社會經濟功能用地和生態功能用地轉換為適宜的城市規劃用地類型，并與原城市總體規劃的用地類型進行對比（表2）發現：規劃公園綠地的面積增加了1 228.90 hm2，比例增加了4.46%。規劃居住用地面積減少了446.85 hm2，比例減少了1.62%。其他規劃地類除規劃農林用地、規劃水域以及規劃其他非建設用地外，比例均有減少，但沒有超過1%。

可見，均衡的結果并未過于擾動城市總體規劃確定的用地類型，在未大量犧牲社會經濟效益前提下，兩種用地功能，尤其是生態功能用地的結構和格局，得到了優化，實現了生態—經濟競合下低效建設用地再開發空間重構的初衷。據此實施低效建設用地再開發，有利于合理拓寬局部生態空間，并縮減了早期物質空間過渡占據的社會經濟功能用地，更符合研究區“生態型港灣”的發展定位。

圖4 地塊單元上兩種功能用地的結構和格局均衡結果（a）及格局類型（b）Fig.4 The balance results of two land-use functions in land-unit (a) and type of spatial pattern (b)

表2 均衡前后城市總體規劃地類面積的變化對比Tab.2 The comparison between the areas of land-use types before and after the balance in the urban comprehensive planning

5 結論與討論

5.1 結論

基于生態位，本文嘗試量化低效建設用地上物質與生態空間的競合關系，用以均衡再開發時地塊內部“社會經濟功能用地”和“生態功能用地”的結構和格局，以從規劃用途管制的視角，重構低效建設用地的物質和生態空間。據此實施再開發后，有利于保障基本的社會經濟效益的前提下，增加地塊、區域的綠地和開敞空間，對形成低效建設用地再開發的生態模式，改善人居環境有重要意義，主要結論如下：（1）靠近生態“擴張源”的低效建設用地具有高自然—經濟位，應優先復墾或再開發為生態功能用地，使其邊界與生態“擴張源”連接，構成生態屏障；（2）從城市中心到邊緣，低效建設用地呈現開發主導型→生態圍合型→生態主導型→均衡型和隨機型的布局規律，可以在再開發過程中對應安排街頭綠地、防護綠地、生態綠地和廣場綠地；（3）均衡的結果并未太大擾動城市總體規劃確定的用地類型，據此實施再開發，有利于合理拓寬局部生態空間，并縮減早期物質空間過渡占據的社會經濟功能用地。

5.2 討論

本文有利于豐富景觀生態學理論在微觀尺度城市空間格局優化、低效建設用地再開發中的應用，所存在的局限性為：（1）量化自然—經濟位、實現均衡的過程中涉及了多個土地評價模型，在逐層嵌套和疊加后，可能存在較大誤差；（2）雖兼顧了低效建設用地上物質和生態空間相互競合過程中的均衡，但研究設計側重突出了生態空間的優勢，因此，對于模型指標的科學選擇及疊加的誤差控制，以及物質和生態空間，在真正意義上的相對均衡等問題，還有待深入和檢驗；（3）本文僅以均衡社會經濟功能用地和生態功能用地，來重構物質和生態空間，但事實上，空間是一個立體的概念，兩種功能用地在垂直方向上的均衡問題有待進一步探討。