郊野公园(suburban parks)的起源可追溯到20世纪60年代的英国(Lambert, 2006)。其建设的主要目的是提高城市森林保持水土(Carter, 1984)、生态系统的修复(Brook et al., 1989)、改善城市空气质量(Yang et al., 2005)和动植物资源保护(Corlett et al., 2000)等生态服务功能, 缓解国家公园的压力和减少对城市周边乡村资源的破坏(朱祥明等, 2009), 并为居民提供锻炼、游憩、休闲、科普等活动。

20世纪90年代后, 受香港郊野公园的影响, 内地不少学者对香港(张骁鸣, 2005; 庄荣, 2006)、英国(朱祥明等, 2009)和美国(徐晞等, 2009)等地郊野公园的状况和建设管理经验进行较为详细的介绍, 并开始探索内地郊野公园的开发和建设模式(胡卫华等, 2004; 陈永宏, 2008; 刘晓惠等, 2009; 尚凤标等, 2009)。近年来, 随着经济的高速发展和城市化进程的加速, 城市居民除了对城市森林的生态环境功能要求以外, 在城市森林的休闲、锻炼、游憩等社会服务功能方面有更强烈的需求, 并希望有理想的环境强身健体、放松工作带来的压力(陈鑫峰等, 2000)。另外, 郊野公园管理体制对城市绿色空间能起到有效的调控作用, 可为遏制城市蔓延和预防城中村问题提供制度保障(丛艳国等, 2005; 孙喆, 2009)。因此, 国内一些大、中城市纷纷在绿化隔离带上启动郊野公园建设工程。

然而, 作为一类新兴的公园类型, 郊野公园建设的理论和实践在我国内地尚处于起步阶段。尤其是我国内地郊野公园的前期植被基本上是以防护为目的而建成的人工纯林, 或结合传统道路绿化而形成的人工林, 树木个体小、初植密度大、树种单一、林分空间结构简单、景观效果较差是普遍存在的特点。如何结合生态环境、审美学、森林文化和游憩需求科学地开展郊野公园建设, 已成为当今生产中亟待解决的问题。

北京市是国内郊野公园建设力度、建设速度较快的城市, 目前已经完成并开放了34个郊野公园, 规划将完成60个郊野公园。居民对业已建成的郊野公园的满意程度如何, 如何进一步提升郊野公园质量, 如何使将建设的郊野公园更加科学, 这些均是目前北京市郊野公园建设中悬而未决的问题。为此, 本研究采用以群体普遍审美趣味作为衡量标准的美景度评判法(scenic beauty estimation, SBE)对北京市郊野公园内不同绿地类型景观进行评价, 以期为北京市郊野公园建设中绿地结构定向优化提供参考。

北京市位于华北大平原, 地处115° 25'— 117°30' E, 39°28'—41°05' N。气候属于温带大陆性季风气候, 冬寒夏热, 极端低温-15 ℃, 极端高温为40 ℃, 年平均降雨量为630 mm左右, 集中在夏季, 6, 7, 8月占全年降雨量的70%以上, 春冬两季降水较少, 仅占全年的10%左右。

北京市绿化隔离区是北京市城市总体规划中确定的市中心地区与边缘集团之间以及各个边缘集团之间的绿化地带, 其用地范围主要在四环路至五环路之间, 局部向内延伸至三环路, 分布于朝阳、海淀、丰台、石景山、昌平、大兴6个区内。

所调查的公园包括玉东公园、古塔公园、奥林匹克森林公园、朝阳公园和海淀公园。其中, 玉东公园是在苗圃地基础上改建而成的; 古塔公园是以历史人文景观与自然郊野特色相结合的公园; 奥林匹克公园是大型生态公园; 朝阳公园是融中外园林艺术、建筑风格为一体的国际旅游文化景区; 海淀公园是“科技、人文、生态”的主题公园。

美景度评判法是以群体的普遍审美趣味衡量景观美景度, 是风景评价方法中最为严格和可靠性最好的一种方法(翟明普等, 2003)。只要按照统一的标准, 保证评价所用景观照片的基础一致, 依据公众评判得出的美景度评价结果就具有很高的可靠性(Daniel et al., 1976)。不同群体或文化背景的评判者之间的审美态度在统计学意义上差异不显著, 而青年大学生对景观的欣赏很少带有功利性(俞孔坚等, 1990; 俞孔坚, 1990), 且不同专业的学生对同一景观的评判结果具有高度一致性(陈鑫峰, 2000)。美景度评判法的步骤包括实地调查和景观照片获取、评价照片选择、景观评价、景观因子分解、数据标准化处理、模型建立等工作(陈鑫峰, 2000; 陈鑫峰等, 2003; 欧阳勋志, 2004; 董建文等, 2009)。

考虑到郊野公园内不同绿地类型的景观影响要素存在较大的差异。因此, 本研究分3次组织了54名北京林业大学学生分别对一般绿地(46张景观照片)、建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地(50张景观照片)和滨水植物景观(54张景观照片)等3种郊野公园绿地进行景观评判, 并建立相应的景观美景度模型。评判选用幻灯评判(by-slide)方式(王雁等, 1999)。评判中, 选择采用7分制美景度作为衡量标准, 即依次为很喜欢、喜欢、较喜欢、一般、不太喜欢、不喜欢、很不喜欢, 对应的得分值依次为3, 2, 1, 0, -1, -2, -3。美景度模型利用多元数量化模型Ⅰ进行构建(陈鑫峰, 2000; 陈鑫峰等, 2003)。所研究的3种郊野公园绿地的景观要素分解详见表 1~3。

表 1 郊野公园一般绿地的景观要素分解^① Tab.1 Component of landscape elements for the green space in suburban parks in Beijing

表 1 郊野公园一般绿地的景观要素分解① Tab.1 Component of landscape elements for the green space in suburban parks in Beijing

表 2 建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地的景观要素分解^① Tab.2 Component of landscape elements for the green space around artificial landscapes of buildings, building pieces and roads in suburban parks in Beijing

表 2 建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地的景观要素分解① Tab.2 Component of landscape elements for the green space around artificial landscapes of buildings, building pieces and roads in suburban parks in Beijing

表 3 郊野公园之滨水植物景观的要素分解 Tab.3 Component of landscape elements for the waterfront landscape in suburban parks in Beijing

表 3 郊野公园之滨水植物景观的要素分解 Tab.3 Component of landscape elements for the waterfront landscape in suburban parks in Beijing

利用朗奎健等(1989)编制的“多元数量化模型Ⅰ”程序进行建模, 首先对所选的15个项目进行运算, 根据运算结果对偏相关系数进行t检验, 把差异不显著和偏相关系数较小的项目删除, 然后再对剩下的项目继续运算, 以此类推(下同), 共进行了6次运算, 最后筛选出色彩数量(X₁)、色彩对比度(X₂)、植物野趣化程度(X₄)、生活型构成(X₆)、郁闭度(X₇)、和绿视率(X₁₁)等6个景观要素作为影响郊野公园一般绿地景观美景度的主导因素进行建模。具体模型如下:

Y =-0.333 + 0.805X_1-1 + 0.369X_1-2-0.668X_2-1-0.611X_2-2 + 0.300X_4-1 + 0.289X_4-2-0.432X_7-1 -0.485X_7-2 + 0.434X_7-3-0.377X_6-1-0.510X_6-2 -0.233X_6-3-0.176X_6-4 + 1.584X₁₁(R² = 0.806)。

方程线性F检验和回归系数t检验的结果为: F = 8.904^**＞F_0.01(14, 30) = 2.742; t = 10.991^**＞t_0.01(29) = 2.756, 本模型可作为北京市郊野公园一般绿地景观美景度的预测模型。

从各景观要素在模型中的贡献率(表 4)可以看出:绿视率对郊野公园一般性绿地景观美景度的贡献最大, 达27.5%, 其他景观要素的贡献率从大到小分别为郁闭度、植物色彩数量、植物色彩对比度、生活型构成和植物野趣程度。

表 4 郊野公园一般绿地景观模型中各类目的得分情况 Tab.4 Coefficient values of items in landscapes estimation model of the forest in suburban parks in Beijing

表 4 郊野公园一般绿地景观模型中各类目的得分情况 Tab.4 Coefficient values of items in landscapes estimation model of the forest in suburban parks in Beijing

经过5次运算, 最后筛选出树木栽植方式(X₅)、枝叶密度(X₆)、总体协调性(X₇)、建筑物风格(X₈)、和相对枝下高(X₉)作为影响郊野公园林木与环境协调性的主导因素进行建模。具体模型如下:

Y =-0.103 + 0.390X_5-1 + 0.341X_5-2 + 0.482X_5-3 -0.344X_6-1-0.171X_6-2-0.676X_7-1-0.467X_7-2 -0.285X_8-1-0.239X_8-2 + 0.699X₉(R² = 0.774)。

方程线性F检验和回归系数t检验的结果F = 13.044＞F_0.01 (10, 38) = 2.828; t = 11.270＞t_0.01(37) = 2.715, 本模型可作为北京市郊野公园林木与建筑、小品和道路等人造硬质景观协调性分析景观美景度的预测模型。

从各景观要素在模型中的贡献率(表 5)可以看出:相对枝下高对郊野公园硬质景观周围绿地景观美景度的贡献最大, 达28.1%, 其他景观要素的贡献率从大到小分别为总体协调性、栽植方式、枝叶密度和建筑物风格。

表 5 建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地景观模型中各类目的得分情况 Tab.5 Coefficient values of items in landscapes estimation model of the green space around artificial landscapes of buildings, building pieces and roads in suburban parks

表 5 建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地景观模型中各类目的得分情况 Tab.5 Coefficient values of items in landscapes estimation model of the green space around artificial landscapes of buildings, building pieces and roads in suburban parks

经过6次运算, 最后筛选出层片结构(X₃)、植被空间占有率(X₆)、树木栽植方式(X₇)、总体协调性(X₉)等作为影响影响郊野公园林木与环境协调性的主导因素进行建模。具体模型如下:

Y = 1.481-0.351X_3-1-0.254X_3-2 -0.711X_6-1-0.194X_6-2 + 0.530X_7-1 + 0.251X_7-2 + 0.127X_7-3-0.694X_9-1-0.382X_9-2 (R² = 0.694)。

方程线性F检验和回归系数t检验的结果为: F = 11.085＞F_0.01 (9, 44) = 2.840; t = 9.873＞t_0.01 (43) = 2.695, 本模型可作为北京市郊野公园滨水景观美景度的预测模型。

从各景观要素在模型中的贡献率可以看出(表 6), 植被空间占有率对郊野公园中滨水植物景观美景度的贡献最大, 达31.1%, 表明滨水植物的种植并不是越疏越好。其他景观要素的贡献率从大到小分别为总体协调性、栽植方式和层片结构。

表 6 郊野公园之滨水景观模型中各类目的得分情况 Tab.6 The coefficient value of items in landscapes estimation model of the waterfront landscape in suburban parks

表 6 郊野公园之滨水景观模型中各类目的得分情况 Tab.6 The coefficient value of items in landscapes estimation model of the waterfront landscape in suburban parks

绿视率是借助照片判断绿化空间构成比率的指标, 反映视野范围内绿色所占的面积比例(杨英书等, 2007)。本研究结果表明:绿视率对郊野公园一般性绿地景观美景度的贡献最大, 主要原因是绿色环境满足人们回归自然的心理需要, 而且绿视率高的环境能提高人眼的明视持久度, 有助于消除视觉疲劳、促进脉搏与血压的恢复和稳定(黄晓莺等, 1998); 此外, 绿视率高的林分能够避免地表裸露对视觉美景度产生的不利影响。

郊野公园一般性绿地景观的美景度随郁闭度增大先增大后减小, 郁闭度为0.6 ~ 0.8时最大。郁闭度是反映林分密度的指标, 郁闭度大的林分有着浓密的森林气氛, 让人有回归自然的感觉, 但郁闭度过大往往给人造成压抑感, 降低人们的喜好度(欧阳勋志等, 2007)。

植物色彩对林分的影响表现在色彩数量和色彩对比度2个方面。林分色彩数量越丰富、对比度越高, 其景观美景度越大(表 4)。主要原因是丰富的色彩能创造一种强烈、轻松欢乐气氛(欧阳勋志等, 2007), 高对比度的色彩组合能够产生较强的视觉冲击力, 而大面积色彩单一的森林风景常给人单调、死板、缺乏生机的感觉。因此, 应循序渐进地对现有绿地进行局部调整, 加大不同色系植物的运用力度, 以增加植物色彩的多样性和景观的异质性。

不同生活型构成对一般性绿地景观美景度的影响表现为乔灌草型＞灌草型＞乔草型＞乔木型＞乔灌型。乔灌草型、灌草型和乔草型景观的美景度相对较高, 主要原因是草本层植物提高植被地表覆盖、增大绿视率, 而且草本植物大多处于野生状态, 呈现出较为浓烈的乡土气息。可见, 森林景观的美景度取决于各景观要素间的交互作用, 而不是单要素的作用或者多要素的简单叠加。乔木型的美景度比乔灌型高的原因是:一方面, 乔灌型中的灌木大多是按均匀分布的形式补植的, 灌木的密度相对较大, 林内的可进入性也差, 而且致密的林内环境给人压抑感(章志都等, 2008); 另一方面, 乔木型的林内空间比较开敞, 树干的可辨度较高。结果还表明评判者对进入森林开展游憩活动的意愿较高。然而, 目前郊野公园内缺乏必要的森林游憩空间, 难于满足市民走进森林、拥抱森林的期望。在结构调整时应考虑游憩者对林下游憩空间的需求, 对于适宜林下游憩的林分, 可结合林分抚育营造开放式或半封闭式的林下游憩空间, 以满足不同林下休憩空间的需要。

此外, 由于郊野公园中的林木个体相对较小, 林木的胸径大多为10 ~ 15 cm, 本研究中没有涉及林木大小对森林风景的影响。但已有的研究表明:大树的存在对林分景观具有很强的正效应(Buhyoff et al., 1986; Ribe, 1990), 因此, 郊野公园一般绿地应加大大径级林木的培育力度。

相对枝下高和枝叶密度对郊野公园硬质景观周围绿地景观美景度模型的贡献率分别是28.1%和13.8% (表 5), 可见, 合理的树种选择是建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地结构优化的关键问题之一。主要原因是人造硬质景观周边绿地大多承载着游憩功能, 需要有较好的可进入性和遮荫效果, 尤其是游憩道路两侧绿化。

总体协调性对建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地景观模型的贡献率略小于相对枝下高, 达27.2% (表 5)。建筑物与绿化的协调性主要表现在建筑、小品和道路等建筑物材质和相对体量2个方面。因此, 建筑物的体量应适中, 以免破坏整体的协调性, 而且应与郊野公园的“野趣”风格相协调, 以古朴为主, 要为自然景观增色, 而不能让人工建筑物喧宾夺主, 使得建筑物与森林景观融为一体(陆兆苏等, 1994)。

从栽植方式方面, 结构随机型＞孤植＞团植＞规整成排, 主要原因是规整成排种植的林木容易给人以死板和缺乏活力的感觉。建筑、小品和道路等人造硬质景观周边绿地不宜采用规整成排的栽植方式, 可采用组团、孤植和随机型种植方式相结合, 营造空间结构疏密有致和富有韵律的森林风景。

植物空间占有率对滨水景观美景度模型的贡献率高达31.1%, 表明在滨水景观处理中, 植物的合理应用将对其景观效果起着至关重要的作用。与硬质景观周边绿地一样, 滨水景观中也应该考虑水体和植物的相对体量, 对于不同植物空间占有率来说, 滨水景观的美景度从大到小分别为:＜1/3, 1/3 ~ 2/3, ≥2/3。

在树木种植方式上, 以孤植和列植为好, 避免成排种植(表 6), 主要原因是成片种植的树木难以产生富有动态系列的林冠线, 整体景观缺少灵性。可以不规则点状和列植组合设计来丰富堤岸的平面变化, 充分利用不同树体大小和冠形的差异, 构成优美多变的林冠线, 营造出高低起伏的景观序列变化。

从美景度模型可以看出多层片结构绿地的美景度明显比单层和复层的高(表 6), 应注重植物的垂直结构配置, 可以充分利用植物的生长特性构建富有空间层次感的景观(黄翼, 2002), 适当增加乡土植物来丰富垂向空间变化, 形成自然、野趣的滨水景观。

1) 对现有绿地进行局部调整, 加大林分垂直结构的配置, 营造稳定的乔灌草林分结构。在植物材料运用上, 应注重野生花草和乡土灌木的运用, 突出乡土植物在郊野公园中的地位, 并加大不同色系植物运用力度, 增加物种的多样性和景观的异质性, 形成具有一定变化和对比度的景观, 提升森林风景的美景度。

2) 遵循“留优去劣, 留强去弱”的原则对林分结构进行调整, 林分郁闭度宜控制在0.6 ~ 0.8, 增大林分的通透性, 改善林内环境。对于适宜林下游憩的林分, 可结合林分抚育营造开放式或半封闭式的林下游憩空间, 以满足不同林下休闲空间的需要。通过降低林分密度促进林木个体生长, 为培养大树奠定基础。

3) 人造硬质景观周边绿地应选择分枝高度较高、枝叶密度较大的林木, 可采用组团、孤植和随机型种植方式相结合, 营造空间结构疏密有致和富有韵律的森林风景。要求建筑物的体量要适中, 风格应以古朴为主, 以免破坏景观的总体协调性。

4) 充分利用不同树体大小和冠形植物的合理配置, 构成优美多变的林冠线, 营造出高低起伏的景观序列变化, 并注重植物的垂直结构配置, 营造自然式的群落结构, 形成自然、野趣的滨水景观。

5) 郊野公园滨水景观中植物的空间占有率应控制在1/3以内。水陆交错带处理时, 可在水域内采用挺水植物和浮水植物相结合方式进行配置, 在近水堤岸上种植垂柳(Salix babylonica)、水杉(Metasequoia glyptostroboides)等亲水植物, 形成良好的过渡带。此外, 在驳岸处理上尽量采用自然式或植物驳岸, 尽量避免使用混凝土。