陳妍　喬飛　江磊. 北京大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 北京 0087; . 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 北京 000; 3. 北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院,北京 00037; 4. 國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心, 北京 00037; 5. 國家環(huán)境保護(hù)工業(yè)廢水污染控制工程技術(shù)(北京)中心, 北京 00037; ? 通信作者, E-mail: jiangle3657@sina.com

?

基于InVEST模型的土地利用格局變化對(duì)區(qū)域尺度生境質(zhì)量的評(píng)估研究
—— 以北京為例

陳妍1喬飛2江磊3，4，5，?，
1. 北京大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 北京 100871; 2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院, 北京 100012; 3. 北京市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院,北京 100037; 4. 國家城市環(huán)境污染控制工程技術(shù)研究中心, 北京 100037; 5. 國家環(huán)境保護(hù)工業(yè)廢水污染控制工程技術(shù)(北京)中心, 北京 100037; ? 通信作者, E-mail: jiangle3657@sina.com

為了探究城市化背景下土地利用格局變化對(duì)生境質(zhì)量的影響, 應(yīng)用 InVEST模型計(jì)算北京主要威脅源(城市、農(nóng)村、主要交通干道、耕地)對(duì)生境退化的貢獻(xiàn), 評(píng)估北京 1990—2010年的生境質(zhì)量變化。研究結(jié)果顯示, 生境退化最嚴(yán)重的區(qū)域, 主要集中在海淀、朝陽、石景山和豐臺(tái)四區(qū), 永定、潮白兩河以及海拔75~100 m 左右的平原-山區(qū)交界地帶。威脅源對(duì)生境退化的影響從大到小依次是耕地、城鎮(zhèn)用地、農(nóng)村居民點(diǎn)以及主要交通干道。20年間, 耕地的貢獻(xiàn)率逐漸減小(從 77.79%降至 61.15%), 城鎮(zhèn)用地的貢獻(xiàn)率則從18.10%提高到 31.54%。1990—2000 年間, 生境質(zhì)量在東城、西城外圍的海淀、朝陽、石景山、豐臺(tái)四區(qū)呈環(huán)形集中退化趨勢(shì), 生境質(zhì)量總值下降 2.3%。2000—2010年間生境質(zhì)量在平原區(qū)呈現(xiàn)大范圍分散式退化趨勢(shì); 在房山西部山區(qū)以及密云、懷柔、昌平、房山海拔 75~100 m 左右的平原-山區(qū)交界地帶呈現(xiàn)集中退化趨勢(shì); 西北部和西部山區(qū)生境則得到明顯恢復(fù)?？傮w看, 第二個(gè) 10 年生境質(zhì)量總值下降 1.2%, 退化程度較第一個(gè) 10 年有所減輕。未來的生境保護(hù)以及城市規(guī)劃應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注生境退化最為突出的平原與山區(qū)交界區(qū)域。研究結(jié)果對(duì)制定合理的土地利用政策以及保護(hù)生物多樣性具有一定的積極作用。

土地利用; InVEST模型; 生境質(zhì)量

北京大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版） 第52卷 第3期 2016年5月

Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Pekinensis, Vol. 52, No.3(May 2016) doi: 10.13209/j.0479-8023.2016.057

當(dāng)前物種滅絕速度已遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過化石記錄, 因此全球生物多樣性喪失問題不容忽視[1]。陸地生態(tài)系統(tǒng)中, 以城市和農(nóng)田擴(kuò)張[2–4]為代表的土地利用方式改變會(huì)造成生物生境的破碎、退化和喪失[5–8],而這一過程已被認(rèn)為是生物多樣性喪失的最大驅(qū)動(dòng)力[9–10]。因此, 生境評(píng)價(jià)對(duì)研究生物多樣性及其保護(hù)工作有至關(guān)重要的作用。

目前, 生境質(zhì)量評(píng)價(jià)多采用基于景觀格局的指標(biāo)體系方法[11–17]和基于模型的方法[18–20], 且后者在預(yù)測(cè)未來生境分布[21]及保護(hù)區(qū)選址[22–24]等方面的作用尤為突出?；谀Ｐ偷姆椒ㄖ饕欠治鑫锓N的分布情況及其環(huán)境條件，以達(dá)到識(shí)別適宜生存環(huán)境的目的[25–27]。近年來的研究逐步將威脅源的分布也納入生境模型中, 并成為新的研究熱點(diǎn)。由美國斯坦福大學(xué)、世界自然基金會(huì)(World Wildlife Fund)和大自然保護(hù)協(xié)會(huì)(Nature Conser-vancy)共同開發(fā)的 InVEST (Integrated Valua-tion of Environmental Services and Tradeoffs)模型[28], 具有數(shù)據(jù)需求量相對(duì)較小、計(jì)算結(jié)果可視性強(qiáng)[29–30]等特點(diǎn), 已逐步應(yīng)用于相關(guān)研究。該模型涉及生境質(zhì)量評(píng)價(jià)[31–37]、水源涵養(yǎng)[38]、供水量計(jì)算[39–40]、水體凈化[41]和土壤侵蝕[42]等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的多個(gè)領(lǐng)

域[43–46]。InVEST模型中的生境質(zhì)量模塊(Habitat Quality model)將土地利用/覆蓋圖與威脅源建立聯(lián)系, 根據(jù)不同生境對(duì)威脅源的響應(yīng)程度, 評(píng)估不同景觀格局下的生境分布和退化情況, 計(jì)算得到的生境質(zhì)量和稀缺程度可以反映該區(qū)域的生物多樣性。該方法所需的數(shù)據(jù)容易獲取, 可以替代物種調(diào)查等復(fù)雜方法, 對(duì)生境質(zhì)量和數(shù)量的變化進(jìn)行快速評(píng)價(jià),確定保護(hù)的優(yōu)先度, 因此該方法在物種分布數(shù)據(jù)缺乏的情況下極為有用。InVEST 模型最突出的優(yōu)勢(shì)在于, 不但可以反映不同生境對(duì)于威脅源的響應(yīng)程度, 還可評(píng)估威脅源間的相互影響。目前, 該模塊不僅用于生境質(zhì)量評(píng)價(jià)[31]以及研究生境質(zhì)量與其他生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)間的相互關(guān)系[32–34], 還用于研究土地利用變化對(duì)生境質(zhì)量的影響[35–36]。例如, Leh 等[36]研究了土地利用變化情況下加納和科特迪瓦兩個(gè)國家在2000, 2005和2009年的生境質(zhì)量變化情況, 但由于研究區(qū)域城市擴(kuò)張不明顯, 且研究尺度較大, 城市化過程并未得到體現(xiàn)。在模型的可靠性評(píng)估方面, Terrado[37]等將該模型中生境質(zhì)量模塊的計(jì)算結(jié)果與生物多樣性觀測(cè)的結(jié)果進(jìn)行對(duì)比, 結(jié)果顯示二者之間呈顯著的相關(guān)關(guān)系, 進(jìn)而證明了該方法的可 靠性。

作為中國的首都和國際大都市, 北京正處于高速的發(fā)展階段。過去幾十年中, 顯著增長的城市用地面積無疑給生境質(zhì)量帶來了巨大壓力, 但目前該領(lǐng)域的研究尚不充分。本文通過分析 1990—2010年北京土地利用格局的變化, 并借助 InVEST 生境質(zhì)量模型, 評(píng)估了 1990, 2000和 2010年生境退化程度和生境質(zhì)量變化情況, 識(shí)別出了生境保護(hù)需要關(guān)注的敏感區(qū)域, 以期為未來建設(shè)用地的規(guī)劃提供建議。

1 研究區(qū)域

北京位于華北平原西北部(115.7—117.4°E, 39.4—41.6°N), 面積 16410.54 km2。地勢(shì)西北高聳,東南低緩: 西部的西山和北部的軍都山在南口關(guān)溝相交, 東南是一片緩緩向渤海傾斜的平原(圖 1)。全市平均海拔 43.5 m, 平原的海拔高度為 20~60 m,山地一般海拔 1000~1500 m。北京屬典型的北溫帶半濕潤大陸性季風(fēng)氣候, 四季分明, 春秋短促, 冬夏較長。年降水量約 600 mm, 降水季節(jié)分配不均勻, 全年降水的 80%集中在 6—8 月。

2　研究方法

2.1 土地利用數(shù)據(jù)

土地利用數(shù)據(jù)選取1990, 2000和2010年中國科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心 1:10 萬的土地利用數(shù)據(jù)。根據(jù)研究區(qū)實(shí)際情況建立土地利用二級(jí)分類體系(表1)。運(yùn)用ArcGIS軟件將1990和2000年以及2000和2010年兩組數(shù)據(jù)分別疊加, 獲得土地利用類型轉(zhuǎn)移矩陣。

2.2 生境質(zhì)量計(jì)算方法

運(yùn)用 InVEST 模型中的生境質(zhì)量模塊(Habitat Quality Model)對(duì)北京生境質(zhì)量進(jìn)行分析。該方法的核心是將生境質(zhì)量與威脅源建立聯(lián)系, 即通過計(jì)算威脅源對(duì)生境的負(fù)面影響, 得到生境的退化程度,進(jìn)而通過生境的適宜情況和退化程度計(jì)算生境質(zhì)量。模型運(yùn)行前, 所有的土地利用數(shù)據(jù)以及威脅源數(shù)據(jù)都需要柵格化處理。

InVEST 模型中的生境, 指被物種所占有的可以為其提供資源和生存及繁育條件的空間[47]。用戶可在土地利用類型中選取所需的類型定義為生境。人類活動(dòng)對(duì)生境產(chǎn)生的影響通過生境退化度體現(xiàn), 即威脅源對(duì)生境造成的退化程度。本研究將城鎮(zhèn)用地、農(nóng)村居民點(diǎn)、主要交通干道和耕地定義為生境的威脅源。生境退化度由 5個(gè)因素決定: 不同威脅源權(quán)重(ωr)、威脅源強(qiáng)度(ry)、威脅源在生境的每個(gè)柵格中產(chǎn)生的影響(icxy)、生 境抗干擾水平(βx)以及每種生境對(duì)不同威脅源的相對(duì)敏感程度(Sjr)。5 個(gè)影響因素的取值皆在 0~1 之間。生境類型 j 中柵格 x 的退化度可由式(1)和(2)計(jì)算得到, 其中假設(shè)威脅源產(chǎn)生的影響隨距離加大呈線性衰減趨勢(shì)。

表1　土地利用分類體系Table1 Land use classification scheme

其中, r為生境的威脅源, y為威脅源r中的柵格, dxy為柵格x(生境)與柵格y(威脅源)的距離, dr max為威脅源r的影響范圍。

生境質(zhì)量指環(huán)境為個(gè)體或種群的生存提供適宜的生產(chǎn)條件的能力。生境中每個(gè)柵格的生境質(zhì)量由兩個(gè)因素決定: 1) 自身作為生境的適宜情況, 即生境適宜度, 取值范圍介于 0~1 之間,1表示該生境具有最高適宜度, 相反非生境取值為 0; 2) 式(1)中計(jì)算的生境退化度。生境質(zhì)量計(jì)算公式如下:

其中, Hj為地類 j的生境適宜度; Dxj為地類 j中柵格x的生境退化度; k為半飽和常數(shù), 即退化度最大值的一半; z為模型默認(rèn)參數(shù)。

模型中涉及的主要參數(shù)包括威脅源影響范圍及其權(quán)重、生境適宜度及生境對(duì)各威脅源的敏感程度,參數(shù)值分別列于表2和3。表2中參數(shù)來源于模型推薦的參考值,表3中參數(shù)的確定參考了模型推薦的參考值及文獻(xiàn)[44, 46–51]。

表3中生境適宜度以及敏感程度的確定遵循以下原則。

1)《北京城市總體規(guī)劃(2004—2020 年)》中大片林業(yè)用地、自然保護(hù)區(qū)等區(qū)域被劃定為重要物種棲息地和自然生態(tài)系統(tǒng)保留地, 主要河流作為生態(tài)通道體系。因此, 本研究將林地、河渠、湖泊及水庫的生境適宜度定為 1。至于其他生境, 越接近自然的系統(tǒng)生境適宜度越大, 相對(duì)復(fù)雜的系統(tǒng)擁有相對(duì)較大的適宜性, 純?nèi)斯きh(huán)境不具備生境適宜性。因此, 草地為 0.7~0.8, 灘地和水田為 0.6, 農(nóng)田為0.4, 其余用地類型為0。

2) 以模型推薦值為基礎(chǔ), 為林地、草地、水體和農(nóng)田四大類生境的敏感性賦值。由于復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)具有更強(qiáng)的自我修復(fù)能力, 所以針對(duì)不同覆蓋度的林地、草地, 按照系統(tǒng)越復(fù)雜敏感性相對(duì)越低的原則進(jìn)行相應(yīng)調(diào)整。

表2　威脅源的影響范圍及其權(quán)重Table 2 Maximum distance over which each threat affects habitat quality and its weight

表3　生境適宜度及其對(duì)不同威脅源的相對(duì)敏感程度Table3Habitat types and sensitivity of habitat types to each threat

3 結(jié)果分析與討論

3.1 土地利用變化分析

北京主要的土地利用類型按面積從大到小依次為林地、耕地、建設(shè)用地、草地、水域以及裸地。1990—2000 以及 2000—2010 年土地利用轉(zhuǎn)移矩陣計(jì)算結(jié)果如表4所示。

由表4可以得到以下結(jié)論。

1) 建設(shè)用地是所有土地利用類型里擴(kuò)張最明顯的, 1990—2000 年間, 耕地向建設(shè)用地轉(zhuǎn)換4.56%的面積, 甚至 0.12%的森林也轉(zhuǎn)換為建設(shè)用地, 而建設(shè)用地并沒有向其他類型轉(zhuǎn)換。2000—2010 年間, 建設(shè)用地占用耕地的面積比例逐步縮小, 但耕地仍然是建設(shè)用地增加的主要來源。

2) 耕地面積比例在 20年間顯著下降(35.8%→30.3%→24.59%), 變化幅度在所有土地利用類型中最為顯著, 耕地的減少在第一個(gè) 10 年中主要在于向建設(shè)用地的轉(zhuǎn)移, 在第二個(gè) 10年中除向建設(shè)用地轉(zhuǎn)移外, 也向森林轉(zhuǎn)移。

3) 森林面積在研究期內(nèi)持續(xù)增加(44.39%→45.11%→46.75%), 且第二個(gè) 10 年的增幅高于第一個(gè) 10 年, 增加的面積主要來自草地和耕地的轉(zhuǎn)換。

4) 草地面積小幅下降, 但在第二個(gè) 10 年草地和林地有明顯相互轉(zhuǎn)換的現(xiàn)象。

5) 水體和裸地面積未出現(xiàn)大幅度變動(dòng)。

3.2 生境退化度

1990, 2000和2010年生境退化度如圖2所示。結(jié)合圖1可知, 東南部平原區(qū)內(nèi), 生境退化度分值最高的是中心城區(qū)外圍, 即東城、西城周邊的海淀、朝陽、石景山、豐臺(tái)四區(qū), 房山和大興交界處的永定河, 以及流經(jīng)密云、順義的潮白河。1990年城區(qū)周邊退化度最高, 2000及2010年中心城區(qū)周邊退化度有減弱的趨勢(shì), 但平原區(qū)其他地區(qū)的生境退化程度明顯, 特別是石景山區(qū)與海淀區(qū)的交界處以及房山區(qū)東部。除平原區(qū)外, 平原-山區(qū)交界處的生境退化程度也十分突出。1990和2000年, 交界處的生境退化主要集中在昌平和懷柔和密云高程為75~100m左右的地帶。房山區(qū)東部的生境并未出現(xiàn)明顯的退化,但2010年房山區(qū)東部生境退化度明顯增加。2010年紅色區(qū)域(表示生境退化高)在平原-山區(qū)交界處幾乎連為一線, 意味著北京75~100 m高程范圍內(nèi)幾乎所有生境都出現(xiàn)較嚴(yán)重的退化, 特別是懷柔、昌平、石景山和房山四區(qū)。此外, 西北和東北部的延慶和密云也有不同程度的生境退化情況。延慶縣在 20 年間生境退化程度明顯加劇, 相反, 密云的生境退化程度則顯著減輕。

表4　土地利用轉(zhuǎn)移矩陣Table4 Land use change matrix %

城市和農(nóng)村建設(shè)用地、耕地以及主要交通干道對(duì)于生境退化度的貢獻(xiàn)如圖 3所示。在4個(gè)威脅源中, 雖然耕地對(duì)生境退化度的貢獻(xiàn)率從 77.79%下降至 61.15%, 但其一直是對(duì)生境退化影響最大的威脅源; 城市建設(shè)用地和農(nóng)村居民點(diǎn)對(duì)生境退化的貢獻(xiàn)逐年增加, 且城市的貢獻(xiàn)顯著上升, 從 1990年的18.10%提高至2010年的31.54%;與其他3個(gè)威脅源相比, 主要交通干道的對(duì)生境退化的貢獻(xiàn)并不顯著。

3.3 生境質(zhì)量變化情況

為了判斷生境質(zhì)量的變化情況, 將3個(gè)時(shí)期的生境質(zhì)量地圖相減得到圖4。圖4中綠色部分是生境質(zhì)量上升的區(qū)域, 紅色部分是生境質(zhì)量退化的區(qū)域, 黃色部分是生境質(zhì)量未發(fā)生改變的區(qū)域。

結(jié)合圖1可知, 1990—2000年間, 生境質(zhì)量下降的范圍是中心城區(qū)外圍區(qū)域以及延慶縣的平原區(qū); 2000—2010年間, 生境質(zhì)量降低的區(qū)域基本上覆蓋東南大部分平原和西南部山區(qū), 以及昌平、懷柔、密云、房山海拔 75~100 m的平原-山區(qū)交界處, 房山以及平原-山區(qū)交界處的生境質(zhì)量下降尤為顯著。

從生境質(zhì)量好轉(zhuǎn)情況看, 1990—2000年間, 除密云水庫附近、延慶及昌平的平原與山區(qū)交界處外, 其余區(qū)域生境質(zhì)量提升不明顯; 2000—2010年間, 生境質(zhì)量改善明顯優(yōu)于第一個(gè)10年, 特別是西北部延慶、懷柔、密云山區(qū)生境質(zhì)量恢復(fù)顯著。

3.4 討論

生境質(zhì)量受生境適宜度以及威脅源兩個(gè)因素的共同作用。綜合生境退化度以及生境質(zhì)量的計(jì)算結(jié)果來看, 1990—2000年間, 生境質(zhì)量的退化主要是中心城區(qū)建設(shè)用地向外圍集中擴(kuò)張?jiān)斐傻摹D4中深紅色區(qū)域直接反映原有生境被建設(shè)用地取代, 即生境的喪失; 紅色變淺的區(qū)域是受到城市威脅源的影響而質(zhì)量降低的生境。由圖2可知, 威脅源的影響范圍主要是東南部及西北部延慶的平原區(qū), 因此, 東北部密云地區(qū)生境質(zhì)量的明顯增加主要由耕地和草地向水體的轉(zhuǎn)換造成, 這是因?yàn)榕c前兩者比較, 后者具有更高的生境適宜度; 延慶以及昌平的平原與山區(qū)交界地帶生境質(zhì)量好轉(zhuǎn)是由林地增加做出的貢獻(xiàn)。2000—2010 年間, 平原區(qū)生境質(zhì)量退化問題由中心城區(qū)周邊擴(kuò)散至整個(gè)平原區(qū), 但強(qiáng)度有所下降。原因是大面積耕地被建設(shè)用地占據(jù), 原有的分散分布的生境被非生境替代,非生境又作為威脅源影響周邊的生境。大部分山區(qū)基本不受威脅源的影響, 西部及北部山區(qū)延慶、懷柔和密云境內(nèi)生境質(zhì)量發(fā)生明顯提升的原因是山區(qū)中大面積草地及小面積耕地轉(zhuǎn)換為林地的貢獻(xiàn); 西南部房山一帶的山區(qū)卻因?yàn)榱值赝嘶癁椴莸? 使得生境質(zhì)量明顯退化。山區(qū)與平原交界處的昌平大部及懷柔西南部生境存在明顯的退化, 這是由該區(qū)域林地退化成草地, 加上作為威脅源的建設(shè)用地在平原區(qū)的分散式擴(kuò)張引起的。綜上所述, 平原區(qū)建設(shè)用地的擴(kuò)張直接導(dǎo)致原有生境的喪失及破碎化, 大大減小了生物的生存空間, 同時(shí), 排放的污水、固廢以及廢氣等, 也給周邊的動(dòng)植物造成負(fù)面壓力。山區(qū)方面, 房山的生境質(zhì)量下降最為顯著, 林地生態(tài)系統(tǒng)退化為相對(duì)簡(jiǎn)單的草地生態(tài)系統(tǒng), 直接導(dǎo)致生境質(zhì)量降低。相對(duì)而言, 延慶、懷柔和密云境內(nèi)的植樹造林工作, 有利于生境質(zhì)量的提升。

目前北部山區(qū)的生境情況已得到明顯恢復(fù), 但山區(qū)與平原的交界處存在較大風(fēng)險(xiǎn), 南部山區(qū)同樣面臨威脅, 是未來城市規(guī)劃需要重點(diǎn)關(guān)注的生境保護(hù)的敏感區(qū)域?！侗本┏鞘锌傮w規(guī)劃(2004—2020 年)》將北京市域內(nèi)海拔100~300 m的區(qū)域劃定為淺山區(qū), 即平谷、密云、懷柔、昌平、門頭溝及房山的山區(qū)-平原交界處。關(guān)于北京淺山區(qū)的土地可持續(xù)利用問題, 俞孔堅(jiān)等[52]認(rèn)為, 隨著城市規(guī)模的不斷擴(kuò)大, 淺山區(qū)已經(jīng)開始承受一定的壓力, 或極有可能受到城鎮(zhèn)化影響。本文的結(jié)論恰好印證了這一觀點(diǎn)。《北京城市總體規(guī)劃(2004—2020 年)》強(qiáng)調(diào)需“嚴(yán)格控制淺山區(qū)開發(fā)建設(shè)”, 但從本文的研究結(jié)果看, “控制開發(fā)建設(shè)”這一舉措并未有效地保護(hù)淺山生境。原因有兩個(gè): 首先, 昌平和懷柔淺山區(qū)出現(xiàn)林地轉(zhuǎn)換成草地的現(xiàn)象, 雖然不是建設(shè)用地開發(fā)造成的, 但由于生境適宜度的下降, 使得生境質(zhì)量降低; 第二, 控制開發(fā)的范圍僅限于淺山區(qū)本身, 而未對(duì)其威脅源進(jìn)行控制, 雖然該規(guī)劃中提出要建設(shè)沿六環(huán)路的市區(qū)綠化隔離帶, 但該隔離帶并不能阻隔威脅源對(duì)北部淺山區(qū)的影響。綜上, 北京山區(qū)的植樹造林已經(jīng)取得良好的效果, 但在今后的生態(tài)建設(shè)工作中, 不但需繼續(xù)保持并加強(qiáng)山區(qū)植樹造林工作, 還應(yīng)給予海拔低、可達(dá)性優(yōu)、相對(duì)于山區(qū)來說面臨著更大潛在威脅的淺山區(qū)充分的重視, 在嚴(yán)格限制淺山區(qū)開發(fā)的同時(shí), 加強(qiáng)平原區(qū)的生態(tài)緩沖區(qū)建設(shè)。

就基于 Invest 模型的生境質(zhì)量評(píng)價(jià)方法而言，未來可以開展針對(duì)該方法的參數(shù)改進(jìn)研究。目前, 關(guān)于威脅源的影響范圍和強(qiáng)度以及生境敏感性等參數(shù)的設(shè)定, 沒有統(tǒng)一的方法, 在一定程度上給不同地區(qū)研究的對(duì)比造成困難。因此, 在今后的研究中, 應(yīng)關(guān)注關(guān)鍵參數(shù)的確定方法。

4　結(jié)論

1) 北京 1990—2010 年間, 建設(shè)用地和林地呈現(xiàn)明顯的凈增長態(tài)勢(shì), 增長比例分別為 8.62%和2.36%, 耕地比例減小 11.21%。第一個(gè) 10 年中, 土地利用總變化與凈變化的絕對(duì)值差距不大, 分別為13.92%和 12.42%, 但第二個(gè) 10 年中的置換過程非常明顯, 特別是林地、草地以及耕地三者的置換率分別達(dá)到 13.52%, 11.12%和7.66%。

2) 生境退化最嚴(yán)重的區(qū)域主要集中在城市周邊的海淀、朝陽、石景山、豐臺(tái)四區(qū), 永定、潮白兩河, 以及海拔 75~100 m左右的平原-山區(qū)交界地帶。2010年, 城市周邊退化問題較1990和2000年有所緩解。威脅源對(duì)生境退化的影響從大到小依次是耕地、城鎮(zhèn)用地、農(nóng)村居民點(diǎn)以及主要交通干道。20 年間, 耕地的貢獻(xiàn)率從 77.79%下降至61.15%, 城鎮(zhèn)用地則從18.10%提高31.54%。

3) 1990—2000 年間, 海淀、朝陽、石景山、豐臺(tái)四區(qū)的生境質(zhì)量大幅下降, 延慶、昌平、順義、房山等區(qū)的局部地區(qū)小幅降低, 而在密云水庫、昌平及延慶山區(qū)則明顯上升, 全市范圍內(nèi)生境質(zhì)量總值下降 2.3%。2000—2010 年間, 該值在密云、懷柔、昌平、房山海拔75~100 m左右的平原-山區(qū)交界地帶以及房山西部山區(qū)顯著下降, 在平原區(qū)呈現(xiàn)分散式下降的態(tài)勢(shì), 而西部和北部山區(qū)生境得到較大范圍的恢復(fù)。10 年間, 生境質(zhì)量總值下降1.2%。

4) 從生境質(zhì)量情況看, 除北部的延慶、懷柔、密云外, 北京生境面臨的風(fēng)險(xiǎn)不容樂觀, 東南部平原生境質(zhì)量下降顯著, 而這種趨勢(shì)已經(jīng)蔓延至平原-山區(qū)交界地帶, 且該區(qū)域生境退化問題較尤為突出, 因此在未來城市規(guī)劃與生境保護(hù)過程中應(yīng)予以重點(diǎn)關(guān)注。

[1] Barnosky A D, Matzke N, Tomiya S, et al. Has the earth’s sixth mass extinction already arrived?. Nature, 2011, 471: 51–57

[2] Gordon A, Simondson D, White M. Integrating conservation planning and landuse planning in urban landscapes. Landscape and Urban Planning, 2009, 91(4): 183–194

[3] Stagoll K, Manning A D, Knight E, et al. Using birdhabitat relationships to inform urban planning. Landscape and Urban Planning, 2010, 98(1): 13–25

[4] Frondoni R, Mollo B, Capotorti G. A landscape analysis of land cover change in the Municipality of Rome (Italy): spatio-temporal characteristics and ecological implications of land cover transitions from 1954 to 2001. Landscape and Urban Planning, 2011, 100: 117–128

[5] Collinge S K. Ecological consequences of habitat fragmentation: implications for landscape architecture and planning. Landscape and Urban Planning, 1996, 36(1): 59–77

[6] Knight R L. Private lands: neglected geography. Conservation Biology, 1999, 13(2): 223–224

[7] Roy P S, Tomar S. Biodiversity characterization at landscape level using geospatial modelling technique. Biological Conservation, 2000, 95(1): 95–109

[8] Mckinney M L. Urbanization, biodiversity, and conservation. BioScience, 2002, 52(10): 883–890

[9] Sala O, Chapin F S Ⅲ, Armesto J J, et al. Global biodiversity scenarios for the year 2100. Science, 2000, 287: 1770–1774

[10] Falccucci A, Maiorano L, Boitani L. Changes in land-use/land-cover patterns in Italy and their implications for biodiversity conservation. Landscape Ecol, 2007, 22: 617–631

[11] 周潔敏. 大熊貓生境質(zhì)量評(píng)價(jià)體系研究. 北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2007

[12] 陳端呂, 李際平, 肖化順, 等. 西洞庭湖區(qū)森林景觀格局的生態(tài)敏感度研究與評(píng)價(jià). 長江大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版, 2008, 5(2): 23–28

[13] 王維, 張哲, 江源, 等. 基于生境適宜度的成都震后大熊貓生境評(píng)價(jià). 環(huán)境科學(xué)研究, 2009, 23(9): 1128–1135

[14] 高大偉, 陳艷, 陸惠萍, 等. 生境制圖在生境質(zhì)量評(píng)價(jià)中的應(yīng)用: 以上海市閔行區(qū)為例. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2009, 32(5): 179–182

[15] 王巍淇, 李天宏. 基于土地利用空間結(jié)構(gòu)的云南省生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)空變化分析. 北京大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2014, 50(2): 355–360

[16] 楊建強(qiáng), 朱永貴, 宋文鵬, 等. 基于生境質(zhì)量和生態(tài)響應(yīng)的萊州灣生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(1): 105–114

[17] 張巍巍. 王朗自然保護(hù)區(qū)大熊貓生境質(zhì)量評(píng)價(jià)[D].北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2014

[18] Seoane J, Judtribó J H, García F, et al. Habitatsuitability modelling to assess the effects ofland-use changes on Dupont’s lark Chersophilusduponti: a case study in the Layna Important Bird Area. Biological Conservation, 2006, 128: 241–252

[19] Rittenhouse C D, Rissman A D. Forest cover, carbon sequestration, and wildlife habitat: policy review and modeling of tradeoffs among land-usechange scenarios. Biological Conservation, 2012, 21: 94–105

[20] 吳未, 張敏, 許麗萍, 等. 土地利用變化對(duì)生境網(wǎng)絡(luò)的影響分析: 以蘇錫常地區(qū)白鷺為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(14): 1–13

[21] Scolozzi R, Geneletti D. Spatial rule-based assessment of habitat potential to predict impact of land use changes on biodiversity at municipal scale. Environmental Management, 2011, 47: 368–383

[22] 曲藝, 王秀磊, 欒曉峰, 等. 基于不可替代性的青海省三江源地區(qū)保護(hù)區(qū)功能區(qū)劃研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(13): 3609–3620

[23] 欒曉峰, 孫工棋, 曲藝, 等. 基于 C-Plan規(guī)劃軟件的生物多樣性就地保護(hù)優(yōu)先區(qū)規(guī)劃. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(3): 715–722

[24] 姜雪嬌, 李海蓉, 管磊, 等. 基于 MARXAN模型的源的識(shí)別方法改進(jìn)及應(yīng)用. 科學(xué)技術(shù)與工程, 2014, 14(26): 309–315

[25] 張文廣, 胡遠(yuǎn)滿, 胡錦矗, 等. 四川省汶川縣土地利用變化對(duì)森林野生動(dòng)物生境的影響. 生態(tài)學(xué)雜志, 2008, 27(11): 1985–1989

[26] Brambilla M, Casale F, Bergero V, et al. Glorious past, uncertain present, bad future? Assessing effects of land-usechanges on habitat suitability for a threatened farmland bird species. Biological Conservation, 2010, 143: 2770–2778

[27] 鄧凱. 基于滇金絲猴生境質(zhì)量的土地生態(tài)評(píng)價(jià)與應(yīng)用. 昆明: 云南財(cái)經(jīng)大學(xué), 2014

[28] Tallis H T, Ricketts T, Guerry A D, et al. InVEST 2.4.4 user’s guide [EB/OL]. (2012-10-24)[2013-03-25]. http://ncp-dev.stanford.edu/~dataportal/invest-release s/documentation/InVEST_2.4.4_Documentation.pdf

[29] 吳哲, 陳歆, 劉貝貝, 等. InVEST模型及其應(yīng)用的研究進(jìn)展. 熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, 33(4): 58–62

[30] 楊園園, 戴爾阜, 付華. 基于 InVEST模型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值評(píng)估研究框架. 首都師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2012, 33(3): 41–47

[31] 朱敏. 氣候變化背景下白馬雪山生境質(zhì)量評(píng)估研究[D]. 昆明: 昆明理工大學(xué), 2012

[32] Bai Y, Zhuang C W, Ouyang Z Y, et al. Spatial characteristics between biodiversity and ecosystem services in a human-dominated watershed. Ecological Complexity, 2011, 8(2): 177–183

[33] 楊芝歌, 周彬, 余新曉, 等. 北京山區(qū)生物多樣性分析與碳儲(chǔ)量評(píng)估. 水土保持通報(bào), 2012, 32(3): 42–46

[34] Baral H, Keenan R J, Sharma S K, et al. Spatial assessment and mapping of biodiversity and conservationpriorities in a heavily modified and fragmented production landscape in north-central Victoria, Australia. Ecological Indicators, 2014, 36: 552–562

[35] Polasky S, Nelson E, Pennington D, et al. The impact of land-use change on ecosystem services, biodiversity and returns to landowners: a case studyin the State of Minnesota. Environ Resource Econ, 2011, 48: 219–242

[36] Leh M D K, Matlock M D, Cummings E C, et al. Quantifying and mapping multiple ecosystem services change in West Africa. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2013, 165: 6–18

[37] Terrado M, Sabater S, Chaplin-Kramer B, et al. Model development for the assessment of terrestrial and aquatic habitatquality in conservation planning. Science of the Total Environment, 2015, 540(1): 63-70

[38] 余新曉, 周彬, 呂錫芝, 等. 基于 InVEST模型的北京山區(qū)森林水源涵養(yǎng)功能評(píng)估. 林業(yè)科學(xué), 2012, 48(10): 1–5

[39] Zhang C, Li W, Zhang B, et al. Water yield of Xitiaoxi River Basin based on InVEST modeling. Journal of Resources and Ecology, 2012, 31(1): 50–54

[40] 潘韜, 吳紹洪, 戴爾阜, 等. 基于 InVEST模型的三江源區(qū)生態(tài)系統(tǒng)水源供給服務(wù)時(shí)空變化. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 24(1): 183–189

[41] 吳哲, 陳歆, 劉貝貝, 等. 基于 InVEST模型的海南島氮磷營養(yǎng)物負(fù)荷的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估. 熱帶作物學(xué)報(bào), 2013, 34(9): 1791–1797

[42] 周彬, 余新曉, 陳麗華, 等. 基于 InVEST模型的北京山區(qū)土壤侵蝕模擬. 水土保持研究, 2010, 17(6): 9–13

[43] Fisher B, Turner R K, Burgess N D, et al. Measuring, modeling and mapping ecosystem services in the Eastern Arc Mountains of Tanzania. Progress in Physical Geography, 2011, 35(5): 595–611

[44] Goldstein J H, Caldarone G, Duarte T K, et al. Integrating ecosystem-service tradeoffs into land-use decisions. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2012, 109(19): 7565–7570

[45] 李屹峰, 羅躍初, 劉綱, 等. 土地利用變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的影響: 以密云水庫流域?yàn)槔? 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(3): 726–736

[46] Nelson E, Mendoza G, Regetz J, et al. Modeling multiple ecosystem services, biodiversity conservation, commodity production, and tradeoffs at landscape scales. Front Ecol Environ, 2009, 7(1): 4–11

[47] Hall L S, Krausman P R, Morrison M L. The habitat concept and a plea for standard terminology. Wildlife Society Bulletin, 1997, 25(1): 173–182

[48] 白楊, 鄭華, 莊長偉, 等. 白洋淀流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)估及其調(diào)控. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(3): 711–717

[49] 周彬. 基于生態(tài)服務(wù)功能的北京山區(qū)森林景觀優(yōu)化研究[D]. 北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2011

[50] 肖明. GIS在流域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)中的應(yīng)用: 以昌化江下游為例[D]. 海口: 海南大學(xué), 2011

[51] 吳季秋. 基于 CA-Markov和 InVEST模型的海南八門灣海灣生態(tài)綜合評(píng)價(jià)[D]. ?？? 海南大學(xué), 2012

[52] 俞孔堅(jiān), 袁弘, 李迪華, 等. 北京市淺山區(qū)土地可持續(xù)利用的困境與出路. 中國土地科學(xué), 2009, 23(11): 3–8

Effects of Land Use Pattern Change on Regional Scale Habitat Quality Based on InVEST Model—a Case Study in Beijing

CHEN Yan1QIAO Fei2JIANG Lei3，4，5，?
1. College of Environmental Sciences and Engineering, Peking University, Beijing 100871; 2. Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012; 3. Beijing Municipal Research Institute of Environmental Protection, Beijing 100037; 4. National Engineering Research Center of Urban Environmental Pollution Control, Beijing 100037; 5. State Environmental Protection Engineering (Beijing) Center for Industrial Wastewater Pollution Control, Beijing 100037; ? Corresponding author, E-mail: jiangle3657@sina.com

To study the effects of land use pattern change on habitat quality in the background of urbanization, InVEST model was applied to calculate the contributions of habitat threats (urban area, rural construction area, main roads and agriculture land) to habitat degradation, and to assess habitat quality changes between 1990 and 2010 in Beijing. The results showed that the most severe habitat degradation problems occurred in Haidian, Chaoyang, Shijingshan and Fengtai districts, Yongding River, Chaobai River, and the mountain-plain border area (at an elevation about 75 – 100 m). Agriculture lands had the largest effect on habitat degradation, followed by urban areas, rural construction areas and main roads. During these two decades, the contribution of agriculturelands decreased from 77.79% to 61.15%, but the contribution of urban areas increased from 18.10% to 31.54%. Between 1990 and 2000, habitat quality declined dramatically in Haidian, Chaoyang, Shijingshan and Fengtai districts, which were located at the rim of Dongcheng and Xicheng districts. The total habitat quality value decreased by 2.3%. During 2000 and 2010, the deterioration of habitat quality expanded to most of the plain areas. In the mountain area of Fangshan and the mountain-plain border area (at an elevation about 75-100 m) in Miyun, Huairou, Changping and Fangshan, the value decreased significantly. However, habitat quality had been restored notably in northern and western mountain areas. The total habitat quality value declined by 1.2%, which indicated that habitat deterioration had been mitigated to some extent compared with the last decade. For habitat conservation and urban planning in the future, more attention should be paid to mountain-plain border areas. The current study played an active role in land use policy-making and biodiversity conservation.

land use; InVEST model; habitat quality

X826

國家自然科學(xué)基金( 71173013, 41071074)資助

2015-02-12;

2015-04-30; 網(wǎng)絡(luò)出版日期: 2016-05-17