冀亞哲，張小林，吳江國，李紅波

（南京師范大學地理科學學院，江蘇 南京 210046）

1 引言

在地學和生態(tài)學研究中,研究尺度效應需要解答的問題主要在于：（l）在哪種尺度上,可以正確地表達特定的地理現(xiàn)象？（2）如何有效地將數(shù)據和信息從一種尺度轉換為另一種尺度[1]？（3）原始數(shù)據和信息經過尺度轉換后,會出現(xiàn)何種信息的損失或效應？即不同尺度的數(shù)據反映相同的地物和現(xiàn)象時的差異如何[2]？多尺度空間分析是進行尺度效應分析的基礎,是發(fā)現(xiàn)和識別景觀等級結構和特征尺度的主要方法[3]。目前,越來越多的研究者開始注重從不同角度與尺度進行景觀格局綜合研究[4],其文獻在生態(tài)學中占很大比重[5-6]。景觀指數(shù)已在景觀生態(tài)學中廣泛應用,但它們本身對不同景觀特征和分析尺度的響應及其生態(tài)學意義尚不是很清楚[7],許多學者對基于1∶50000以下小比例尺的景觀指數(shù)粒度效應進行了研究[8-16],對不同比例尺的矢量數(shù)據如何選擇適宜粒度的研究也有涉及[16-19]。中國在20世紀90年代以來開展了以縣為單位的土地利用現(xiàn)狀調查,全國大部分地區(qū)獲得以1∶10000為主比例尺的土地利用現(xiàn)狀數(shù)據,成為土地利用規(guī)劃和資源管理的基礎數(shù)據,也是開展景觀生態(tài)分析的主要數(shù)據源?；谡{查數(shù)據,國內目前研究主要集中在對景觀格局的分析上[20-24],但鮮有基于全國第二次土地利用調查數(shù)據有關1∶10000比例尺下土地利用景觀格局的粒度差異的研究。

本文以鎮(zhèn)江市1∶10000土地利用現(xiàn)狀調查數(shù)據為基礎,選擇常用景觀指數(shù)[25-26],在ArcGIS 9.3平臺上通過計算土地利用景觀在4種空間粒度[27]（30 m×30 m、100 m×100 m、500 m×500 m和1000 m×1000 m）下的景觀格局指數(shù),分析土地利用景觀指數(shù)的差異和各土地利用景觀類型格局變化規(guī)律,并結合不同空間粒度下的空間概率轉移矩陣對不同空間粒度下景觀格局的差異做出補充解釋,為土地利用現(xiàn)狀數(shù)據開展景觀格局分析,指導土地資源利用規(guī)劃和保護提供理論依據。

2 研究區(qū)概況

鎮(zhèn)江市地處江蘇省中南部,介于北緯31°37′—32°19′、東經118°58′—119°58′之間,北面瀕臨長江,東南與常州市接壤,西面毗鄰南京市,下轄丹徒、京口、潤州三個區(qū)和鎮(zhèn)江新區(qū),以及丹陽、揚中和句容三個縣級市,土地總面積為3845.90 km2。市域內地勢西高東低,南高北低,呈波狀起伏,地貌特征以丘陵崗地為主。屬北亞熱帶季風氣候,氣候溫暖,雨量充沛,光、熱、水資源較豐富。

3 資料及方法

3.1 數(shù)據來源與預處理

數(shù)據選自鎮(zhèn)江市土地利用總體規(guī)劃第二輪修編（2006—2020年）的土地利用現(xiàn)狀圖,即2009年度全國第二次土地調查成果,比例尺為1∶10000,原始數(shù)據為鎮(zhèn)江市各縣（區(qū)）.shp矢量文件,進行空間拼接后采用高斯克呂格投影。2009年度全國第二次土地調查數(shù)據采用了2007年國土資源部頒布的《第二次全國土地調查技術規(guī)程》,對土地利用現(xiàn)狀進行二級分類,其中一級類12個、二級類57個。本文主要采用一級分類,運用ArcGIS 9.3軟件通過SQL查詢從研究區(qū)的土地利用現(xiàn)狀數(shù)據提取二級類后將地類歸并為8類,分別是耕地、園地、林地、草地、交通運輸用地、水域及水利設施用地、城鎮(zhèn)村及工礦用地和其他土地（主要是設施農用地、田坎和沼澤地）。

3.2 指標計算與技術路線

基于ArcGIS 9.3軟件平臺,利用Spatial Analyst模塊將鎮(zhèn)江市土地利用現(xiàn)狀圖（2009年）的矢量數(shù)據轉為柵格數(shù)據,土地利用類型用整型數(shù)據格式編號。柵格取值采用中心屬性值原則,即網格取值以柵格單元框架中心點的屬性值作為輸出值[28]。分別以30 m、100 m、500 m和1000 m為像元大小得到4幅景觀類型柵格圖（Grid）,用Fragstats 3.3計算景觀格局指數(shù),然后將4幅柵格圖轉換為相應空間粒度的矢量圖（圖1,封二）,作疊置分析,得到4種空間粒度下的景觀類型轉移概率。景觀指數(shù)依據前人的研究[29]和研究區(qū)特點,在景觀水平上選取斑塊密度（PD）等8個指標,在類型水平上選取景觀類型百分比（PLAND）等6個指標,從面積、分布狀態(tài)、多樣性等方面研究多空間粒度下土地利用景觀格局差異[30]。

4 多空間粒度下的景觀類型數(shù)量特征

從現(xiàn)狀圖和土地利用景觀結構（圖2,封二）分析得出,鎮(zhèn)江土地利用景觀以耕地為主,比例為50.89%,位列第一,顯示耕地的基質特性,而人工景觀—城鎮(zhèn)村及工礦用地則位列第二位,說明鎮(zhèn)江人類活動對土地干擾大,而水域與水利設施用地排在第三位,則說明研究區(qū)作為沿江城市、江南水鄉(xiāng),水域景觀豐富的特點。

4.1 景觀類型數(shù)量變化特征

如圖3所示,總體而言,隨著空間粒度的增加,行政區(qū)外圍邊界被進一步簡化,景觀總面積有所減少。在變化幅度方面,耕地、水域與水利設施用地和城鎮(zhèn)村及工礦用地的變化較為明顯；園地、林地、草地、交通運輸用地和其他土地的變化較小。通過各景觀類型的變化幅度與景觀現(xiàn)狀的對比,可以得出,土地利用景觀隨粒度變化的幅度與景觀類型現(xiàn)狀面積呈正相關。而在由于空間粒度變化所導致的景觀類型的面積變化所占各景觀類型現(xiàn)狀面積比例方面（圖4）,對尺度較不敏感的則是耕地、園地、林地、交通運輸用地、水域水利設施用地和城鎮(zhèn)村及工礦用地,而較敏感的則是草地和其他土地。草地和其他土地在鎮(zhèn)江分布有限,平均斑塊面積較小,當柵格大小為500 m和1000 m時,部分草地和其他土地斑塊被完全融入其鄰近的大型斑塊中。與變化幅度不同的是,土地利用景觀隨粒度變化的百分比與景觀類型面積呈負相關。

4.2 景觀類型之間的轉換關系

由表1可知,在現(xiàn)狀圖轉成30 m×30 m空間粒度時,景觀類型自身之間的流轉概率最高,基本在95%左右。各景觀類型主要流向為耕地,顯示耕地景觀的基質特性；而城鎮(zhèn)村及工礦用地是第二大類型景觀,因此該景觀也是其他景觀流入的主要景觀類型。隨著空間粒度的增加,景觀類型之間的轉換概率增加,其中影響最為明顯的是交通運輸用地,其自身流轉量僅達55.92%,而與在30 m空間粒度下各景觀類型轉換關系有所不同的也是交通運輸用地,在30 m空間粒度下,交通運輸用地主要流向耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地,而在100 m,交通運輸用地空間粒度下的情況則相反。

在空間粒度500 m×500 m下的景觀類型之間的主要流轉關系則與100 m×100 m空間粒度基本相同,不同的是城鎮(zhèn)村及工礦用地轉入水域及水利設施用地的比例超過轉入交通運輸用地；交通運輸用地自身的流轉量最低,僅達19.32%。

在空間粒度1000 m×1000 m下的景觀類型之間的主要流轉關系則與500 m×500 m空間粒度基本相同,不同的則是交通運輸用地的主要流向表現(xiàn)與30 m×30 m空間粒度下相同,主要入耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地。

表1 由現(xiàn)狀圖轉4種粒度的轉移概率矩陣 單位:%Tab.1 The probability matrix which converted from the original data to four spatial granularities unit: %

圖3 4種空間粒度下各類型面積與現(xiàn)狀圖面積差Fig.3 The difference of the original data with the calculated one under four spatial granularities

圖4 4種空間粒度下各類型面積與現(xiàn)狀圖面積差占該類型百分比Fig.4 The difference percent of the original data with the calculated one under four spatial granularities

綜上而言,隨著空間粒度的變化,各類型景觀之間的主要流向基本相同,稍有不同的則是交通運輸流入耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地的量出現(xiàn)反復,但二者之間并未表現(xiàn)太大的差距,總體表現(xiàn)為隨空間粒度的增加,空間鄰接程度高的景觀類型之間流入流出比例高；空間粒度的變化導致各景觀類型主要流向的往復同時也反映了中心屬性原則的隨機性。

5 多空間粒度下的景觀格局變化特征

5.1 景觀水平分析

利用Fragstats 3.3計算4種空間粒度下的景觀水平上景觀指數(shù)（表2）,景觀水平的指數(shù)4種空間粒度下的變化大致分為三類,第一類是以斑塊密度（PD）為代表隨粒度增加而減小型,第二類則是以最大斑塊指數(shù)（LPI）為代表的隨粒度增加而增大型,第三類則是香農多樣性指數(shù)（SHDI）和香農均度指數(shù)（SHEI）為代表的較為穩(wěn)定型。5.1.1 景觀特征指數(shù)分析 斑塊密度（PD）愈大,景觀的破碎程度愈大,景觀異質性愈高[32]。斑塊密度（PD）相應地由30 m度破碎化程空間粒度的3.36個/km2持續(xù)減少到0.17個/km2。斑塊數(shù)和斑塊密度減少說明了景觀破碎度降低。最大斑塊指數(shù)（LPI）是一種簡單的優(yōu)勢度衡量法。最大斑塊指數(shù)（LPI）有所增加,從空間粒度30 m×30 m的9.29%上升到空間粒度1000 m大斑塊面積的46.79%,說明研究區(qū)中最大斑塊和最小斑塊面積的差距增加,斑塊面積向趨于不均勻的方向發(fā)展,隨著空間粒度的增加,某一景觀類型被歸入另一景觀類型。從表1看出,具有廊道效應的交通運輸用地和水域及水利設施用地在粒度的變化過程中,主要流向了耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地,當柵格大小超過道路和河流的寬度后,廊道開始破碎、斷開,與相鄰的耕地和城鎮(zhèn)用地斑塊開始融合,從而導致最大斑塊面積增大。

表2 景觀水平上的景觀格局指數(shù)變化Tab.2 The landscape-level indices regarding the four spatial granularities

5.1.2 景觀空間構型分析 描述景觀空間構型的指數(shù)包括蔓延度指數(shù)（CONTAG）、同類相鄰百分比（PLADJ）、聚集度指數(shù)（AI）以及景觀分割度指數(shù)（DIVISION）等。蔓延度指數(shù)描述景觀中不同景觀類型的團聚程度,取值范圍0—100%,取值小表明景觀由許多分散的小斑塊組成,取值大表明景觀由少數(shù)團聚的大斑塊組成。4種空間粒度下景觀蔓延度指數(shù)均小于60%,說明研究區(qū)景觀比較破碎,小斑塊比較多,這主要是由于蘇南地區(qū)人口壓力較大,對土地干擾較大。景觀分割度是度量景觀可分離性的指數(shù),取值范圍0—1,當景觀由一個斑塊組成時,該值為0,當景觀由一個像元大小的小斑塊組成時,景觀分割度趨近于1。隨著空間粒度的增加,研究區(qū)景觀蔓延度指數(shù)由56.90持續(xù)下降到36.15,聚集度指數(shù)由91.14持續(xù)下降到49.83,而景觀分割度指數(shù)由0.98持續(xù)下降到0.77。研究區(qū)景觀蔓延度指數(shù)、同類相鄰百分比、聚集度指數(shù)和景觀分割度指數(shù)持續(xù)相對下降。說明景觀的空間連接性上升,景觀要素類型空間分布不均衡,優(yōu)勢斑塊類型的比例上升,其他斑塊類型的優(yōu)勢度下降,斑塊分布更為分散。

5.1.3 景觀多樣性指數(shù)分析 香農多樣性指數(shù)（SHDI）、香農均度指數(shù)（SHEI）是一種基于信息理論的測量指數(shù)。多樣性指數(shù)反映景觀類型的多少和景觀中斑塊的多度和異質性。均勻度指數(shù)描述景觀各組分分配均勻程度。其值越大,表明景觀各組成成分分配越均勻。隨著空間粒度的變化,研究區(qū)的SHDI和SHEI基本保持不變,這就表明中心值法基本保證了景觀類型數(shù)目和各景觀類型百分比不變。

5.2 斑塊類型水平上景觀變化分析

5.2.1 斑塊結構特征分析 景觀類型上的景觀指數(shù)如表3,4種空間粒度的斑塊類型百分比（PLAND）以及景觀類型轉移矩陣（表1）表明,研究區(qū)的優(yōu)勢景觀類型為耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地。采用中心值為基礎處理方法,當空間粒度變化時,各景觀類型的面積比重沒有明顯變化,這與景觀水平上的SHDI和SHEI得出結論是一致的。研究區(qū)各類景觀的斑塊密度均較小,城鎮(zhèn)村及工礦用地和交通運輸用地破碎度高,受人類活動影響最為強烈,而水域及水利設施用地破碎度高則是由于蘇南地區(qū)水量充沛、水系發(fā)達、坑塘水面較多。從空間粒度30 m×30 m變化為1000 m×1000 m過程中,8種景觀類型在空間粒度增加的過程中斑塊密度均大致呈減小趨勢,表明斑塊破碎化降低。交通運輸用地和水域及水利設施用地在空間粒度增加的過程中,斑塊密度呈現(xiàn)增加后減少的趨勢,這是因為隨著空間粒度的增加,柵格大小超過廊道寬度后,廊道的斷開導致景觀的斑塊連通性降低[31]。耕地LPI最大,其次是水域及水利設施用地和城鎮(zhèn)村及工礦用地。說明研究區(qū)耕地占絕對優(yōu)勢,其次是水域及水利設施用地和城鎮(zhèn)村及工礦用地,這與研究區(qū)的基質類型為耕地的分析一致。從隨空間粒度變化趨勢來看,耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地LPI有所增加,其他6個景觀類型的LPI有所減少。耕地LPI增加說明了耕地在該研究區(qū)面積上呈增大、空間上呈連片的趨勢；城鎮(zhèn)村及工礦用地的LPI增加主要是因為隨著空間粒度的增加,交通運輸用地流入城鎮(zhèn)村及工礦用地,中心城區(qū)和鎮(zhèn)區(qū)斑塊面積擴大并趨于成片成團的分布,在景觀中的優(yōu)勢增加。其他6個景觀類型的LPI則基本保持不變。

表3 類型水平上的景觀指數(shù)變化Tab.3 The category-level indices of landscape regarding four spatial granularities

5.2.2 斑塊聚集度分析 研究區(qū)耕地的聚集度AI值最大,其次是林地,交通運輸用地的聚集度AI值最小,說明耕地斑塊相對較大,交通運輸用地相對分散分布。從空間粒度變化趨勢來看,8個景觀類型的聚集度均有所下降,說明其斑塊間分布趨于分散；而草地和其他土地聚集度下降較為明顯。平均鄰近距離（ENN_MN）分析表征草地和其他土地的平均距離增大趨勢明顯,與聚集度（AI）分析一致。

5.2.3 斑塊連接性分析 耕地、林地、交通運輸用地和水域及水利設施用地的COHESION較高,接近100,說明連通性較好,其他土地的COHESION最低,說明其空間分布相對分散,連通性較低。從隨空間粒度變化趨勢來看,其他土地、交通運輸用地、草地和園地連通性下降較快,耕地基本沒有發(fā)生變化。這是因為其他土地、草地和園地這3類景觀類型本身斑塊較小,其零星土地進一步轉化為其他類型景觀,交通運輸用地則是與LPI分析結果一致,空間粒度的增加導致其支離破碎,連通性降低。

6 結論與討論

以1∶10000土地利用現(xiàn)狀圖為基礎,得到30 m×30 m、100 m×100 m、500 m×500 m和1000 m×1000 m 4種空間粒度下的土地利用景觀格局,通過計算其空間轉移概率矩陣和景觀格局指數(shù),得到的結論如下：

（1）土地利用數(shù)據具有尺度效應。在不同的空間尺度上,土地利用景觀所表觀的特性不一樣。尺度變化必然引起土地利用景觀的相應變化,在本文中主要表現(xiàn)為土地利用景觀類型的歸類合并。

（2）采用中心屬性原則所得到的4種空間粒度下土地利用景觀格局,與1∶10000土地利用現(xiàn)狀圖相比,耕地和城鎮(zhèn)村及工礦用地等優(yōu)勢景觀面積變化幅度大,而景觀中所占比重較小的景觀類型（草地和其他土地）則對空間粒度變化較為敏感,相對于自身現(xiàn)狀面積的變化比重大。

（3）隨著空間粒度的變化,各類型景觀之間的主要流向基本相同,概率矩陣總體表現(xiàn)為隨空間粒度的增加,空間鄰接程度高的景觀類型之間流入流出比例高。景觀類型的之間的轉換概率大小反映了各景觀類型之間的空間關聯(lián)程度,各景觀類型主要流向為耕地,顯示耕地景觀的基質特性,其他景觀類型則鑲嵌其中；而城鎮(zhèn)村及工礦用地是第二大類型景觀,因此該景觀也是其他景觀流入的主要景觀類型。

（4）景觀水平上,隨著空間粒度的增加,破碎度減小；景觀的空間連接性上升,景觀要素類型空間分布不均衡,優(yōu)勢斑塊類型的比例上升,其他斑塊類型的優(yōu)勢度下降,斑塊分布更為分散；空間粒度轉化所采用中心值原則保證各景觀類型組分與現(xiàn)狀圖保持基本一致。類型水平上,景觀基質（耕地景觀）面積上呈增大、空間上呈連片趨勢；景觀廊道（交通運輸用地和水域及水利設施用地）則表現(xiàn)為斑塊形狀變得較為簡單、連通性降低、逐漸被分割。

基于ArcGIS軟件平臺,利用空間轉移概率矩陣和景觀格局指數(shù),能有效的分析多空間粒度下土地利用景觀格局差異,而空間轉移概率矩陣能有效的解釋景觀格局指數(shù)差異。不同空間粒度下的概率轉移矩陣對分析各個土地利用景觀類型間的空間鄰接關系有積極意義；不同的景觀格局指數(shù)對空間粒度變化的響應不同,不同的景觀類型對空間粒度變化的響應也有所不同,且本文選用的中心屬性值法與研究結果也有一定的關聯(lián)。對于某一特定的景觀類需要選擇合適的空間粒度,需要作進一步的研究。充分利用全國第二次土地利用調查的1∶10000比例尺成果數(shù)據開展景觀分析,對于指導土地利用規(guī)劃和資源保護具有重要意義。

（References）:

［1］ MARCEAU D.I., HAY G.J.Remote sensing contributions to the scale issue［J］.Canadian journal of remote sensing,1999,25（4）：357-366.

［2］ 劉明亮,唐先明,劉紀遠,等.基于1 km格網的空間數(shù)據尺度效應研究［J］.遙感學報,2001,5（3）：183-190.

［3］ 蔡博峰,于嶸.景觀生態(tài)學中的尺度分析方法［J］.生態(tài)學報,2008,28（5）：2279-2287.

［4］ 彭建,王仰麟,張源,等.滇西北生態(tài)脆弱區(qū)土地利用變化及其生態(tài)效應［J］.地理學報,2004,59（4）：629-638.

［5］ 肖篤寧,李秀珍.當代景觀生態(tài)學的進展和展望［J］.地理科學,1997, 17（4）: 356-363.

［6］ 李秀珍.從第十五屆美國景觀生態(tài)學年會看當前景觀生態(tài)學發(fā)展的熱點和前沿［J］.生態(tài)學報,2000,20 （6）：1113-1115.

［7］ 鄔建國.景觀生態(tài)學中的十大研究論題［J］.生態(tài)學報,2004,24（9）：2074-2076.

［8］ Peternson G D.Scaling ecological dynamics: Self-organization hierarchical structure and ecological resilience［J］.Climate Change,2000,（44）：291-309.

［9］ Lam N, Quattrochi D A.On the issues of scale, resolution, and fractural analysis in the mapping sciences［J］.The Professional Geographer,1992,（44）：88-987.

［10］ Qi Y.,WuJ.G.Effects of changing spatial resolution on the results of landscape pattern analysis using spatial autocorrelation indice［J］.Landscape Ecology,1996,11（1）：39-49.

［11］ Wu J,ShenW,SunW,et al.Empirical patterns of the effects of changing scale on landscape metrics［J］.Landscape Ecology,2002,（17）：761-782.

［12］ Wu J.Effects of change scale on landscape pattern analysis:scaling relations［J］.Landscape Ecology,2004,19：125-138.

［13］ 國慶喜,肖少英.粒度效應對城—鄉(xiāng)過渡區(qū)景觀格局分析的影響［J］.東北林業(yè)大學學報,2004,32（2）：49-51.

［14］ 呂一河,傅伯杰.生態(tài)學中的尺度及尺度轉換方法［J］.生態(tài)學報,2001,21（12）：2097-2104.

［15］ 申衛(wèi)軍,鄔建國,林永標,等.空間粒度變化對景觀格局分析的影響［J］.生態(tài)學報,2003,23（12）：2506-2519.

［16］ 趙文武,傅伯杰,陳利頂.景觀指數(shù)的粒度變化效應［J］.第四紀研究,2003,23（3）：326-333.

［17］ 楊存建,劉紀元,張增祥,等.土地利用數(shù)據尺度轉換的精度損失分析［J］.山地學報,2001,19（3）：258-264.

［18］ 楊麗,甄霖,謝高地,等.涇河流域景觀指數(shù)的粒度效應分析［J］.資源科學,2007,29（2）：183-187.

［19］ 孟陳,李俊祥,朱穎,等.粒度變化對上海市景觀格局分析的影響［J］.生態(tài)學雜志,2007,26（7）：1138-1142.

［20］ 周月梅,陳志強.長泰縣土地利用景觀格局分析及對策［J］.福建師范大學學報（自然科學版）,2005,21（1）：98-102.

［21］ 焦峰,溫仲明,王飛,等.黃土丘陵縣域尺度整體景觀格局分析［J］.水土保持學報,2005,19（2）：167-170.

［22］ 張樹華,王百田.晉西黃土丘陵縣域景觀格局分析［J］.水土保持研究,2007,14（2）：249-251.

［23］ 何丙輝,徐霞,辜世賢.潼南縣土地利用景觀格局特征分析［J］.水土保持研究,2002,12（5）：130-133.

［24］ 呂一河,陳利頂,傅伯杰.縣域人類活動與景觀格局分析［J］.生態(tài)學報,2004,24（9）：1833-1838.

［25］ 張金屯,邱揚,鄭鳳英.景觀格局的數(shù)量研究方法［J］.山地學報,2000,18（4）：346-352.

［26］ http://www.umass.edu/landeco/research/fragstats/downloads/fragstats-downloads.htm［EB/OL］.2002-10-17 / 2012-08-01.

［27］ 鄔建國.景觀生態(tài)學——格局、過程、尺度與等級（第二版）［M］.北京:高等教育出版社, 2007：117-119.

［28］ HeHS, StephenJV, MladenoffDJ,et al.Effects of spatial aggregation approaches on classified landsat TM satellite imagery［J］.International Journal of Geogrphic Information Science, 2002, 16（1）：93-109.

［29］ 周偉,鐘星,袁春.1∶10000比例尺土地利用景觀指數(shù)的粒度效應分析［J］.中國土地科學,2010,24（11）：20-26.

［30］ 龔建周,夏北成,李楠,等.快速城市化地區(qū)土地覆蓋景觀特征的粒度效應［J］.生態(tài)學報,2006,26（7）：2198-2206.

［31］ 陳利頂,傅伯杰.黃河三角洲地區(qū)人類活動對景觀結構的影響——以山東省東營市為例［J］.生態(tài)學報, 1996,16（4）: 337-344.

［32］ 朱明,濮勵杰,李建龍.遙感影像空間分辨率及粒度變化對城市景觀格局分析的影響［J］.生態(tài)學報,2008,28（6）: 2753-2763.