于超月 王晨旭 馮喆,2,? 吳克寧,2 趙華甫,2

北京市生態(tài)安全格局保護(hù)緊迫性分級(jí)

于超月1王晨旭1馮喆1,2,?吳克寧1,2趙華甫1,2

1.中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)土地科學(xué)技術(shù)學(xué)院, 北京 100083; 2.自然資源部土地整治重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京 100035; ?通信作者, E-mail: zhefeng@cugb.edu.cn

以北京市為例, 通過(guò)粒度反推法和景觀連通性識(shí)別重要生態(tài)用地, 通過(guò)鄰域分析法構(gòu)建生態(tài)阻力面, 采用 MCR 模型構(gòu)建北京生態(tài)安全格局, 利用人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)計(jì)算建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率, 對(duì)構(gòu)建的生態(tài)安全格局進(jìn)行保護(hù)緊迫性分級(jí)。結(jié)果表明, 北京市重要生態(tài)用地面積為 6488.53km2, 主要分布在西部和東北部山區(qū), 小部分位于東南平原。一級(jí)生態(tài)用地面積為 4482.48km2, 主要分布在西北和西南地區(qū); 二級(jí)生態(tài)用地面積為 1338.27km2, 主要分布在西部遠(yuǎn)郊山區(qū)、西南部近郊平原和東南部平原; 三級(jí)生態(tài)用地面積為 669.77km2, 主要分布在中北部和東南部平原。重要生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 2410.47km, 分布在遠(yuǎn)郊城鎮(zhèn)以及城鄉(xiāng)交界處。一級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 1477.63km, 主要分布在西北和西南遠(yuǎn)郊山區(qū); 二級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 390.91km, 主要分布在遠(yuǎn)郊平原的生態(tài)用地附近; 三級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 541.93km, 主要分布在城市中心的周邊地區(qū), 呈環(huán)狀包圍中心城區(qū)。

生態(tài)安全格局; 保護(hù)緊迫性; 人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò); 建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率; 北京

生態(tài)安全格局(ecological security patterns)是以景觀生態(tài)學(xué)理論為基礎(chǔ), 通過(guò)對(duì)景觀過(guò)程的分析和模擬, 識(shí)別對(duì)維持過(guò)程的完整性與安全性具有重要作用的景觀元素、空間位置及相互關(guān)系[1–2], 從而實(shí)現(xiàn)生態(tài)資源優(yōu)化配置[3–5]。目前, 生態(tài)安全格局的構(gòu)建已經(jīng)形成基本范式, 一般包括源地識(shí)別、生態(tài)阻力面設(shè)置和廊道提取等關(guān)鍵步驟, 并不斷發(fā)展創(chuàng)新。例如, 在生態(tài)源地的識(shí)別方面, 從以專(zhuān)家經(jīng)驗(yàn)為判別依據(jù), 發(fā)展為融合生態(tài)敏感性、景觀連通性和生境重要性等指標(biāo)的綜合評(píng)價(jià)方法[6]; 在生態(tài)阻力面設(shè)置步驟中, 引入夜間燈光數(shù)據(jù)[7]和不透水表面指數(shù)[8]等指標(biāo), 反映人類(lèi)生產(chǎn)生活對(duì)生態(tài)安全格局的影響; 通過(guò)顯性和隱性阻力面的設(shè)置, 體現(xiàn)不同景觀要素之間的邊緣效應(yīng)[9]。此外, 蟻群算法等計(jì)算機(jī)算法的應(yīng)用也為合理地劃定廊道范圍提供了思路[10]?？偠灾? 生態(tài)安全格局的構(gòu)建呈現(xiàn)指標(biāo)綜合化和數(shù)據(jù)多元化等特點(diǎn)。

盡管生態(tài)安全格局的構(gòu)建方法已取得長(zhǎng)足的進(jìn)展, 但如何針對(duì)重要的生態(tài)要素進(jìn)行保護(hù)和修復(fù), 仍是需要深入研究的問(wèn)題。在快速城市化的背景下, 建設(shè)用地?cái)U(kuò)張已成為威脅生態(tài)安全格局的主要因素之一, 表現(xiàn)為大量生態(tài)用地向建設(shè)用地轉(zhuǎn)變, 大型城市生態(tài)用地出現(xiàn)破碎化和島嶼化的趨勢(shì), 生態(tài)安全格局面臨解構(gòu)危機(jī)。因此, 城市的發(fā)展迫切需要確定生態(tài)用地和廊道面臨的風(fēng)險(xiǎn), 進(jìn)而劃分風(fēng)險(xiǎn)等級(jí), 實(shí)施分級(jí)保護(hù), 以便維持生態(tài)安全格局結(jié)構(gòu)和功能的完整和健康, 實(shí)現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展?，F(xiàn)有研究從生態(tài)敏感性[11]、生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)[12]、廊道長(zhǎng)度及累積生態(tài)阻力[13]、生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)重要性[14]和文化遺產(chǎn)保護(hù)[15]等角度出發(fā), 劃分生態(tài)安全格局的等級(jí), 用以確定保護(hù)的優(yōu)先級(jí)。俞孔堅(jiān)等[16]關(guān)注城市擴(kuò)張與生態(tài)安全格局建設(shè)的矛盾, 提出構(gòu)建不同安全等級(jí)情景下的綜合型生態(tài)安全格局, 形成生態(tài)基礎(chǔ)設(shè)施, 對(duì)區(qū)域生態(tài)安全進(jìn)行有效的保護(hù), 提出城市建設(shè)與生態(tài)保護(hù)平衡的理論基礎(chǔ)。然而, 在城市擴(kuò)張背景下, 利用建設(shè)用地轉(zhuǎn)換概率對(duì)重要生態(tài)要素進(jìn)行分級(jí)保護(hù)的研究尚不多見(jiàn)。

作為我國(guó)的經(jīng)濟(jì)、政治、文化中心, 北京市建設(shè)用地?cái)U(kuò)張十分顯著。俞孔堅(jiān)等[16–17]針對(duì)北京市關(guān)鍵性的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù), 選取水文、地質(zhì)災(zāi)害、生物、文化遺產(chǎn)和游憩五大過(guò)程, 構(gòu)建生態(tài)安全格局。傅微等[18]和吳文穎[19]結(jié)合北京市工程項(xiàng)目, 從生態(tài)安全格局的視角提出建設(shè)性的意見(jiàn)。此外, 在京津冀一體化背景下, 北京市生態(tài)安全格局建設(shè)與其周邊地區(qū)的協(xié)調(diào)發(fā)展也成為研究熱點(diǎn)[20]。

本文選取北京市為研究區(qū), 綜合粒度反推法和最小累積阻力模型, 利用 ArcGIS10.3, Frags-tats4.2和 Confer2.6 等軟件構(gòu)建生態(tài)安全格局, 并采用人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)方法, 利用 GeoSOS-FLUS 軟件模擬建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率, 劃分生態(tài)安全格局保護(hù)緊迫性等級(jí), 提出保護(hù)策略, 以期為未來(lái)城市生態(tài)安全格局構(gòu)建提供思路, 為北京市生態(tài)用地規(guī)劃提供參考。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來(lái)源

1.1 研究區(qū)概況

北京市地處華北北部邊緣(39°26′—41°03′N(xiāo), 115°25′—117°30′E), 總面積為 1.641 萬(wàn) km2。最高 海拔為 2303m, 山地海拔一般為 1000~1500m, 平原海拔為 20~60m。境內(nèi)有五大河系, 總共有 100 余條支流。北京市具有森林、草地、濕地、農(nóng)田以及城鎮(zhèn)等生態(tài)系統(tǒng)。根據(jù)北京市規(guī)劃和自然資源委員會(huì)的數(shù)據(jù), 2017 年建設(shè)用地面積為 3545.31km2, 占北京市總面積的 21.60%; 平原地區(qū)主要分布以人工植被為主的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng), 面積為 2137.31km2, 占比為 13.02%; 遠(yuǎn)郊山區(qū)多為森林生態(tài)系統(tǒng), 面積為7444.75km2, 占比為 45.37%。草地和濕地等生態(tài)系統(tǒng)面積占比較小。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源

北京市 2015 年土地利用數(shù)據(jù)來(lái)自中國(guó)科學(xué)院資源環(huán)境科學(xué)數(shù)據(jù)中心(http://www.resdc.cn), 數(shù)字高程模型(DEM)數(shù)據(jù)來(lái)源于美國(guó)國(guó)家航空航天局地球科學(xué)數(shù)據(jù)和信息系統(tǒng)(ESDIS) (https://lpdaac.usgs. gov)。水系和交通干道數(shù)據(jù)來(lái)自北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院地理數(shù)據(jù)平臺(tái)(http://geo data.pku.edu.cn)。土地利用數(shù)據(jù)為 30m 分辨率柵格, 其他數(shù)據(jù)均為500 m 分辨率柵格。

2 研究方法

2.1 生態(tài)安全格局構(gòu)建

2.1.1重要生態(tài)用地識(shí)別

1)生態(tài)用地選擇。生態(tài)用地是城市復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 是保障城市社會(huì)經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展和滿(mǎn)足居民生活質(zhì)量所必需的供給、支持、調(diào)節(jié)和文化等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的最小用地[21]。本文選取林地、草地和水域?yàn)樯鷳B(tài)用地。北京市年平均無(wú)霜期為 180~200 天, 熟制為一年兩熟。作物生長(zhǎng)期間, 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)可有效地發(fā)揮食物生產(chǎn)、固碳釋氧和調(diào)節(jié)氣候等作用, 提供生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)。因此, 在選擇林地、草地和水域的基礎(chǔ)上, 增選耕地為生態(tài)用地。

2)粒度反推法。以景觀生態(tài)安全格局優(yōu)化為目的, 用不同粒度表征不同生態(tài)用地結(jié)構(gòu), 通過(guò)連通性分析, 確定最優(yōu)生態(tài)景觀組分結(jié)構(gòu)和景觀組分?jǐn)?shù), 再返回原始數(shù)據(jù), 反選重要生態(tài)用地[9]。其優(yōu)勢(shì)在于可以充分體地現(xiàn)生態(tài)用地規(guī)模對(duì)生態(tài)過(guò)程的影響, 識(shí)別最優(yōu)粒度。粒度反推法原理與數(shù)學(xué)反證法近似: 首先假設(shè)研究區(qū)在不同粒度下存在不同的生態(tài)用地結(jié)構(gòu), 再確定最優(yōu)生態(tài)用地結(jié)構(gòu)。生態(tài)斑塊服務(wù)范圍與面積有關(guān), 在粒度放大的過(guò)程中, 零星分散的斑塊不斷被排除, 距離較近的斑塊不斷合并為更大的景觀組分。本文通過(guò)分析景觀指數(shù)變化情況, 確定最優(yōu)粒度, 指導(dǎo)生態(tài)用地建設(shè)。

本文以 30m 柵格為最小分辨率, 以 30m 為幅度, 逐步放大粒度。根據(jù)景觀指數(shù)的粒度效應(yīng)[22], 利用 Fragstats 4.2 計(jì)算不同粒度下的景觀指數(shù), 分析生態(tài)安全格局研究的最優(yōu)粒度。由于整體性和連通性是影響生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性的主要因素[23–24], 本文從整體連通性的角度出發(fā), 選取斑塊內(nèi)聚力指數(shù)(Conhension)、景觀組分?jǐn)?shù)(NC)和連接度指數(shù)(Con-nect) 3 個(gè)指標(biāo)[25], 根據(jù)整體連通性的變化來(lái)確定合適的粒度。

① 斑塊內(nèi)聚力指數(shù)(Cohesion):

0≤Cohesion≤100,為景觀類(lèi)型,為板塊數(shù)量，為景觀類(lèi)型中斑塊之和,為景觀類(lèi)型之和,a為斑塊的面積,P為斑塊的周長(zhǎng),為整個(gè)景觀面積。

② 景觀組分?jǐn)?shù)(NC): 具備相似的功能或結(jié)構(gòu)的斑塊可組成一個(gè)特定的景觀。符合上述標(biāo)準(zhǔn)的景觀總數(shù)量為景觀組分?jǐn)?shù)(NC), 分屬不同景觀類(lèi)型的斑塊之間不具有生態(tài)聯(lián)系。

③ 連接度指數(shù)(Connect):

式中, 0≤Connect≤100;C為在指定的臨界距離閾值內(nèi)的, 相同景觀類(lèi)型中的斑塊與的連接狀態(tài);n為景觀中斑塊類(lèi)型的斑塊數(shù)目。

3)景觀連通性評(píng)價(jià)。常用的景觀連通性指數(shù)如下。

① 整體連通性指數(shù)(IIC):

式中,為景觀斑塊總數(shù),a和a為斑塊和的屬性值,nl指斑塊與之間的最短路徑連接數(shù),A指整個(gè)景觀的屬性值。

②可能連通性指數(shù)(PC):

式中,指景觀斑塊總數(shù),a和a指斑塊和的屬性值,p是特定物種在斑塊與之間全部路徑運(yùn)行的最大可能性,A指全部景觀的屬性值。

③斑塊重要性指數(shù)(dPC):

式中, dPC指利用某斑塊被移除后PC的變化來(lái)衡量該斑塊對(duì)于維持景觀連通性的重要程度, PCremove為去除單個(gè)斑塊后余下斑塊的整體指數(shù)。

dPC表示斑塊的重要性, 能夠較好地評(píng)價(jià)研究區(qū)內(nèi)核心斑塊間的連通性[26]。因此, 本研究利用Confer2.6軟件, 通過(guò)斑塊面積和dPC, 結(jié)合粒度反推中確定的粒度, 對(duì)斑塊的景觀連通性進(jìn)行評(píng)價(jià), 選取其中重要性較高的斑塊作為重要生態(tài)用地。

2.1.2生態(tài)阻力面設(shè)定

生態(tài)流在空間中的流動(dòng)受自然以及人為干擾,干擾強(qiáng)度與土地利用類(lèi)型有關(guān)[7]。根據(jù)文獻(xiàn)[13], 本文將林地、耕地、草地、水域、未利用地和建設(shè)用地的阻力值分別設(shè)為20, 55, 70, 1, 80 和 100。

在生態(tài)阻力面的構(gòu)建中, 傳統(tǒng)方法僅考慮土地利用類(lèi)型, 很少考慮不同土地利用類(lèi)型相互作用產(chǎn)生的邊緣效應(yīng)的影響。對(duì)土地利用類(lèi)型影響下的生態(tài)阻力可直觀地判斷; 相鄰斑塊間物種流和養(yǎng)分流等的運(yùn)動(dòng)雖然伴隨物質(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng), 但對(duì)這種影響產(chǎn)生的阻力值卻不能直觀地判斷。因此, 本文按照能否直觀地判斷阻力值, 將阻力面分為顯性阻力面和隱性阻力面。

構(gòu)建顯性阻力面之后, 采用鄰域分析法的區(qū)塊統(tǒng)計(jì)功能, 對(duì)其進(jìn)行分析。設(shè)置統(tǒng)計(jì)方式為矩形統(tǒng)計(jì), 采樣行和列均為3, 即取相鄰9個(gè)像元阻力值的均值作為整體阻力值, 構(gòu)建反映邊緣效應(yīng)影響的隱性阻力面。參照文獻(xiàn)[27], 分別將二者賦予0.7和0.3的權(quán)重進(jìn)行疊加, 獲得北京市綜合阻力面, 從而更加準(zhǔn)確地反映北京市各地的阻力狀況。

2.1.3基于最小累積阻力模型的生態(tài)廊道提取

生態(tài)廊道是生態(tài)安全格局中的重要組成部分, 對(duì)物質(zhì)、能量流動(dòng)和信息交流具有重要作用[28]。構(gòu)建和保護(hù)生態(tài)廊道, 對(duì)保護(hù)生物多樣性、提升生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)和維持生態(tài)安全格局的穩(wěn)定性與完整性具有重要意義[29]。本文利用最小累積阻力(mini-mum cumulative resistance, MCR)模型提取生態(tài)廊道。MCR模型最早由Knaapen等[30]提出, 通過(guò)對(duì)比不同方向的阻力分區(qū)來(lái)分析綠地適宜擴(kuò)張的方向。目前, 該模型主要應(yīng)用于最小累積阻力值計(jì)算和功能分區(qū)[31], 計(jì)算公式為

式中, MCR為最小累積阻力值,表示最小累積阻力與生態(tài)過(guò)程的正相關(guān)關(guān)系,D為物種從生態(tài)用地到景觀單元的空間距離,R為景觀單元對(duì)物種運(yùn)動(dòng)的阻力系數(shù)。

2.2 基于人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)的建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率模擬

地理模擬優(yōu)化系統(tǒng)(GeoSOS)是探索和分析地理現(xiàn)象格局形成和演變過(guò)程的有效工具[32]。FLUS模型用于模擬人類(lèi)生產(chǎn)生活及自然因素影響下土地利用轉(zhuǎn)化和未來(lái)土地利用情景。該模型在傳統(tǒng)元胞自動(dòng)機(jī)(cellular automata, CA)的基礎(chǔ)上做了較大的改良, 可采用人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)算法(artificial neural network, ANN), 基于土地利用數(shù)據(jù)和驅(qū)動(dòng)因子，獲得各類(lèi)用地類(lèi)型在研究范圍內(nèi)的適宜性概率。本文以GeoSOS-FLUS為操作平臺(tái), 獲得建設(shè)用地?cái)U(kuò)張適宜性概率。該神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)的輸出層生成一個(gè)表示網(wǎng)格單元中第l個(gè)土地使用類(lèi)型的發(fā)生概率。在訓(xùn)練時(shí)間為的情況下, 網(wǎng)格單元上的土地利用類(lèi)型的出現(xiàn)概率表示為():

式中, net(,)是神經(jīng)元在隱藏層中接收的信號(hào);W是隱藏層與輸出層之間的自適應(yīng)權(quán)重, 在訓(xùn)練過(guò)程中進(jìn)行校準(zhǔn), 隱藏層與輸出層之間的關(guān)聯(lián)由激活函數(shù)確定; sigmoid激活函數(shù)用于構(gòu)建隱藏層與輸出層之間的關(guān)聯(lián)。

本文應(yīng)用“源–匯”理論, 選取城市建設(shè)用地?cái)U(kuò)張影響因子?！霸础敝改艽龠M(jìn)生態(tài)過(guò)程發(fā)展的景觀類(lèi)型, “匯”是能阻止或延緩過(guò)程發(fā)展的景觀類(lèi)型[20]?！霸础本邆涮峁┥鷳B(tài)系統(tǒng)服務(wù)的功能, “匯”則是生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的需求區(qū)。作為一種特殊的景觀類(lèi)型, 城市建設(shè)用地與生態(tài)用地一樣具備適宜其擴(kuò)張的景觀類(lèi)型和限制其擴(kuò)張發(fā)展的景觀類(lèi)型, 城市的擴(kuò)張是在兩者的共同作用下決定的。

在城市建設(shè)過(guò)程中, 地形因素影響建設(shè)的難易程度, 是否靠近水源決定城市的生產(chǎn)生活設(shè)施分布, 與道路、城市中心和城區(qū)中心的距離影響城市的發(fā)展方向以及規(guī)模等。本文選擇高程、坡度以及與河流的距離3個(gè)自然因素, 選取與道路、市中心和區(qū)中心的距離3個(gè)社會(huì)經(jīng)濟(jì)因素, 進(jìn)行建設(shè)用地?cái)U(kuò)張模擬。參數(shù)及變量說(shuō)明見(jiàn)表 1。

基于GeoSOS-FLUS的出現(xiàn)概率(probability-of-occurrence)模塊, 以北京市2015年土地利用現(xiàn)狀圖為基準(zhǔn)進(jìn)行模擬。由于遍歷所有數(shù)據(jù)的時(shí)間較長(zhǎng), 須對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行抽樣處理。將采樣參數(shù)設(shè)為50, 即采樣點(diǎn)數(shù)占研究區(qū)域有效總像元數(shù)的5%。根據(jù)經(jīng)驗(yàn), 將神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)的隱藏層數(shù)量設(shè)置為12。采用Norma-lization方法, 對(duì)已選擇的影響因子進(jìn)行歸一化預(yù)處理, 系統(tǒng)在計(jì)算出現(xiàn)概率時(shí), 會(huì)主動(dòng)將所有驅(qū)動(dòng)力因子歸一化到0~1。

3 結(jié)果

3.1 生態(tài)安全格局構(gòu)建

3.1.1最優(yōu)粒度選取

采用粒度反推法計(jì)算生態(tài)安全格局構(gòu)建的最優(yōu)粒度, 結(jié)果如圖1所示。

表1 建設(shè)用地?cái)U(kuò)張驅(qū)動(dòng)因子

圖1 不同粒度下的景觀格局指數(shù)

由圖 1(a)可知, 隨著粒度增大, 斑塊內(nèi)聚力指數(shù)整體上呈波動(dòng)趨勢(shì), 在 30~90m 之間下降速度較快, 此后呈快速回升趨勢(shì), 并有小幅度的波動(dòng), 在570m 時(shí)趨于平穩(wěn)。表明粒度在 570~720m 之間時(shí), 景觀組分自然連接度較好, 選擇 570~720m 之間的粒度較為合理。

由圖 1(b)可知, 隨著粒度增大, 景觀組分?jǐn)?shù)呈下降趨勢(shì)。在 60~210m 時(shí), 景組分?jǐn)?shù)呈迅速下降趨勢(shì), 表明此時(shí)景觀組分間還可以繼續(xù)合并, 形成連通性更高的組分。在 600m 時(shí), 開(kāi)始趨于穩(wěn)定, 說(shuō)明生態(tài)系統(tǒng)各景觀組分很難相互合并, 形成擴(kuò)大的組分。因此, 600m 時(shí)連通性較好, 可以作為生態(tài)安全格局構(gòu)建的粒度。

由圖 1(c)可知, 斑塊連接度指數(shù)整體呈上升趨勢(shì)。在粒度為 330~570m 之間上升較快, 并在 600m 時(shí)達(dá)到峰值, 出現(xiàn)第一個(gè)明顯拐點(diǎn)。粒度大于 600m 后, 連接度指數(shù)持續(xù)下降, 后續(xù)才緩慢回升。說(shuō)明粒度處于 600m 時(shí), 有較好的連接度, 600m 前后, 連接度指數(shù)均低于此點(diǎn)。因此, 600m 為較好的粒度。

綜合上述分析, 生態(tài)安全格局構(gòu)建的最優(yōu)粒度應(yīng)為600 m。

3.1.2重要生態(tài)用地識(shí)別

斑塊面積和連通性是維持景觀生態(tài)功能的有力保障[33–34]。首先對(duì)林地、草地和耕地生態(tài)斑塊面積排序。排名前 30 的斑塊面積均在 24km2以上, 其他斑塊面積與此差別較大。因此, 提取面積排名前 30 的斑塊, 將其轉(zhuǎn)化為粒度為 600m 的柵格導(dǎo)入 Confer2.6 軟件。將斑塊連通距離閾值設(shè)置為600m, 連通的概率設(shè)置為 0.5[35], 對(duì)斑塊連接度進(jìn)行評(píng)價(jià)。最后, 對(duì)各斑塊的 dPC 排序, 選取 dPC排名前 10%的斑塊作為重要生態(tài)用地。雖然北京市的水域面積占比較小, 但對(duì)生態(tài)環(huán)境有重要意義, 因此選取北京市 78 處大中型水域與林地、草地和耕地共同組成重要生態(tài)用地(圖2)。

由圖 2 可以看出, 北京市重要生態(tài)用地主要分布在西部和東北部山區(qū), 少數(shù)分布在東南平原。其中, 林地面積最為廣闊, 且連通性高于耕地、草地和水域。水域用地以大型水庫(kù)和河流為主, 包括5 條一級(jí)河流及“三庫(kù)一渠”等重要水源涵養(yǎng)區(qū), 分布較為零散, 連續(xù)性較差。

3.1.3緩沖區(qū)建立

生態(tài)安全格局構(gòu)建主要包括: 建立絕對(duì)保護(hù)的核心區(qū)、建立減少人類(lèi)干擾的緩沖區(qū)以及構(gòu)建核心區(qū)間的生態(tài)廊道[36]。北京市水域面積較小, 分布零散, 易受人類(lèi)活動(dòng)影響, 因此本文在水域用地周?chē)?200m 緩沖區(qū)[37], 減緩人類(lèi)活動(dòng)的影響, 維持重要生態(tài)用地的結(jié)構(gòu)和功能。

3.1.4生態(tài)阻力面構(gòu)建

通過(guò) ArcGIS10.3 的 cost distance 模塊, 構(gòu)建基于土地利用類(lèi)型的顯性阻力面(圖 3(a))。采用鄰域分析法對(duì)顯性阻力面進(jìn)行分析, 構(gòu)建反映邊緣效應(yīng)影響的隱性阻力面(圖 3(b))。

由圖 3 可知, 顯性阻力面和隱性阻力面都呈現(xiàn)以生態(tài)用地為中心向外擴(kuò)散的趨勢(shì), 但隱性阻力面的阻力值變化緩慢, 最大阻力值較小。隱性阻力面考慮了不同土地利用類(lèi)型間的影響, 因此與顯性阻力面有不同之處, 這些有差異的區(qū)域在生態(tài)建設(shè)時(shí)應(yīng)予以特別關(guān)注。最后, 將顯性阻力面和隱性阻力面分別賦予 0.7 和 0.3 的權(quán)重進(jìn)行疊加, 得到北京市綜合阻力面(圖 4)。

3.1.5基于MCR的生態(tài)廊道識(shí)別

提取重要生態(tài)用地以及其他生態(tài)用地的幾何中心作為生態(tài)節(jié)點(diǎn), 基于已構(gòu)建的生態(tài)阻力面, 利用ArcGIS10.3 的 cost path 功能提取生態(tài)廊道, 與生態(tài)源地共同構(gòu)成北京市生態(tài)安全格局(圖 5)?？梢钥闯? 北京市重要生態(tài)廊道多分布于遠(yuǎn)郊城鎮(zhèn)及城鄉(xiāng)交界處, 呈環(huán)狀包圍中心城區(qū)。這些生態(tài)廊道連通大型綠地, 提升了生態(tài)用地間的連通性, 有利于保護(hù)生物多樣性, 維持生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定。同時(shí), 生態(tài)廊道包圍城市中心, 溝通郊區(qū)生態(tài)生態(tài)用地與城區(qū)間的物質(zhì)能量流動(dòng), 為城區(qū)居民享受生態(tài)用地提供的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)提供結(jié)構(gòu)基礎(chǔ)。

3.1.6保護(hù)緊迫性識(shí)別

基于 GeoSOS-FLUS 的出現(xiàn)概率模塊進(jìn)行建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率模擬, 得到北京市建設(shè)用地?cái)U(kuò)張適宜性概率, 如圖 6 所示。

3.2 生態(tài)安全格局分級(jí)保護(hù)策略

將建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率與重要生態(tài)用地和生態(tài)廊道的圖層疊加, 獲得重要生態(tài)用地和生態(tài)廊道所在區(qū)域建設(shè)用地?cái)U(kuò)張的可能性。在此基礎(chǔ)上, 以建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率為依據(jù), 通過(guò)自然斷點(diǎn)法, 分別將生態(tài)用地和生態(tài)廊道的安全等級(jí)分為 3 級(jí)(圖7)。

3.2.1重要生態(tài)用地保護(hù)策略

根據(jù)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張適宜性概率, 將北京市重要生態(tài)用地分為三級(jí)。一級(jí)生態(tài)用地面積為 4482.48km2, 主要分布在研究區(qū)的西北和西南。這些生態(tài)用地位于燕山山脈和太行山山脈, 地勢(shì)較高, 林地覆蓋度較大。小部分一級(jí)生態(tài)用地位于東北部, 該區(qū)域人口相對(duì)稀疏, 繁華程度較低, 受建設(shè)用地?cái)U(kuò)張侵蝕的概率較小, 因此應(yīng)發(fā)展為重點(diǎn)生態(tài)保護(hù)區(qū), 盡量減少人類(lèi)活動(dòng)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的影響, 維持原有生態(tài)景觀。二級(jí)生態(tài)用地面積為 1338.27km2, 主要分布在西部遠(yuǎn)郊山區(qū)、西南部近郊平原及東南部平原。由于受建設(shè)用地轉(zhuǎn)移威脅程度較高, 應(yīng)該加強(qiáng)生態(tài)環(huán)境修復(fù), 充分開(kāi)發(fā)得天獨(dú)厚的自然資源, 創(chuàng)建文化用地, 結(jié)合當(dāng)?shù)孛袼? 發(fā)展觀光旅游業(yè)。三級(jí)生態(tài)用地面積為 669.77km2, 主要為分布在中北部、東南部平原的生態(tài)用地以及城市中心附近的部分水域, 人口稠密, 建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率較大, 對(duì)生態(tài)用地的威脅較大, 需對(duì)土地利用狀況進(jìn)行調(diào)整, 在發(fā)展的基礎(chǔ)上, 盡量增加自然元素, 并對(duì)影響生態(tài)環(huán)境安全的產(chǎn)業(yè)加以限制。

3.2.2生態(tài)廊道保護(hù)策略

根據(jù)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張適宜性概率, 將北京市生態(tài)廊道分為三級(jí)。一級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 1477.63km, 主要分布在西北和西南遠(yuǎn)郊山區(qū), 受人類(lèi)活動(dòng)和建設(shè)用地?cái)U(kuò)張的影響小, 廊道連通性強(qiáng), 有連接大型生態(tài)用地以及維持物質(zhì)循環(huán)和物種遷移的重要作用, 可以在適宜條件下對(duì)廊道進(jìn)行拓寬, 并針對(duì)不同地區(qū)的區(qū)位特性, 對(duì)廊道進(jìn)行個(gè)性化設(shè)計(jì), 在更好地保護(hù)生態(tài)用地的同時(shí), 滿(mǎn)足人類(lèi)需求。二級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 390.91km, 主要分布于遠(yuǎn)郊平原的生態(tài)用地附近, 數(shù)量較少, 分布較為分散, 在對(duì)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張約束較小的情況下, 易被轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地, 造成各生態(tài)用地或節(jié)點(diǎn)之間喪失連接通路, 出現(xiàn)生態(tài)用地被孤立成島狀的情況。因此, 可以在二級(jí)廊道附近大力加強(qiáng)鐵路和道路廊道的建設(shè), 同時(shí)重視耕地保護(hù), 并拓寬廊道覆蓋范圍。三級(jí)生態(tài)廊道長(zhǎng)度為 541.93km, 主要分布于城市中心的周邊地區(qū), 呈環(huán)狀包圍中心城區(qū), 受建設(shè)用地?cái)U(kuò)張影響大, 穩(wěn)定性極差, 容易受到破壞, 其生態(tài)質(zhì)量間接影響到北京城區(qū)的生態(tài)環(huán)境, 因此可以設(shè)為重點(diǎn)生態(tài)保護(hù)對(duì)象, 發(fā)展生態(tài)旅游行業(yè), 加強(qiáng)公民生態(tài)安全意識(shí), 將服務(wù)行業(yè)作為重點(diǎn)發(fā)展產(chǎn)業(yè)。

4 結(jié)論與討論

本研究通過(guò)粒度反推法和景觀連通性指標(biāo)綜合識(shí)別重要生態(tài)用地, 采用鄰域分析法構(gòu)建生態(tài)阻力面, 使用最小累積阻力模型構(gòu)建生態(tài)安全格局, 通過(guò)人工神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)計(jì)算建設(shè)用地?cái)U(kuò)張概率, 對(duì)構(gòu)建的生態(tài)安全格局進(jìn)行保護(hù)緊迫性等級(jí)劃分, 為生態(tài)安全格局的分級(jí)保護(hù)提供科學(xué)依據(jù)。研究結(jié)果表明: 北京市重要生態(tài)用地主要分布于北京西部和東北部山區(qū), 其中一級(jí)生態(tài)用地主要分布在研究區(qū)的西北和西南, 二級(jí)生態(tài)用地主要分布在西部遠(yuǎn)郊山區(qū)、西南部近郊平原以及東南部平原, 三級(jí)生態(tài)用地主要分布在中北部、東南部平原的生態(tài)用地以及城市中心附近的部分水域。重要生態(tài)廊道分布于遠(yuǎn)郊城鎮(zhèn)及城鄉(xiāng)交界處, 呈環(huán)狀包圍中心城區(qū)。一級(jí)生態(tài)廊道主要分布在西北和西南遠(yuǎn)郊山區(qū), 二級(jí)生態(tài)廊道主要分布于遠(yuǎn)郊平原的生態(tài)用地附近, 三級(jí)生態(tài)廊道主要分布于城市中心的周邊地區(qū)。

針對(duì)城市化不斷加快的現(xiàn)狀, 建設(shè)用地?cái)U(kuò)張日漸成為影響區(qū)域生態(tài)安全的最主要因素。合理地預(yù)測(cè)建設(shè)用地的擴(kuò)張情況, 明確生態(tài)環(huán)境受到的威脅等級(jí), 對(duì)建設(shè)和維護(hù)生態(tài)安全格局有參考價(jià)值。本研究將建設(shè)用地?cái)U(kuò)張作為威脅生態(tài)安全的最主要因素, 通過(guò)轉(zhuǎn)移性概率衡量建設(shè)用地?cái)U(kuò)張的可能性, 為優(yōu)化生態(tài)安全格局提供方向。

由于研究區(qū)分布特征和數(shù)據(jù)獲取的局限性, 本研究?jī)H從土地利用類(lèi)型和數(shù)字高程模型等自然因素出發(fā), 構(gòu)建北京市生態(tài)安全格局, 更多地考慮結(jié)構(gòu)的合理性, 對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)及人類(lèi)的生態(tài)需求有所忽略, 在未來(lái)研究中有待深入。

[1] Liu D, Chang Q. Ecological security research progress in China. Acta Ecologica Sinica, 2015, 35(5): 111–121

[2] 吳健生, 馬洪坤, 彭建. 基于“功能節(jié)點(diǎn)——關(guān)鍵廊道”的城市生態(tài)安全格局構(gòu)建——以深圳市為例. 地理科學(xué)進(jìn)展, 2018, 37(12): 1663–1671

[3] Yu K J. Security patterns and surface model in landscape ecological planning. Landscape and Urban Planning, 1996, 36(1): 1–17

[4] Su Y, Chen X, Liao J, et al. Modeling the optimal ecological security pattern for guiding the urban con-structed land expansions. Urban Forestry & Urban Greening, 2016, 19: 35–46

[5] Peng J, Yang Y, Liu Y, et al. Linking ecosystem services and circuit theory to identify ecological security patterns. Science of The Total Environment, 2018, 644: 781–790

[6] 陳昕, 彭建, 劉焱序, 等. 基于“重要性–敏感性–連通性”框架的云浮市生態(tài)安全格局構(gòu)建. 地理研究, 2017, 36(3): 471–484

[7] 彭建, 李慧蕾, 劉焱序, 等. 雄安新區(qū)生態(tài)安全格局識(shí)別與優(yōu)化策略. 地理學(xué)報(bào), 2018, 73(4): 701–710

[8] 劉珍環(huán), 王仰麟, 彭建, 等. 基于不透水表面指數(shù)的城市地表覆被格局特征——以深圳市為例. 地理學(xué)報(bào), 2011, 66(7): 961–971

[9] 陸禹, 佘濟(jì)云, 陳彩虹, 等. 基于粒度反推法的景觀生態(tài)安全格局優(yōu)化——以?？谑行阌^(qū)為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(19): 6384–6393

[10] Peng J, Zhao S, Dong J, et al. Applying ant colony algorithm to identify ecological security patterns in megacities. Environmental Modelling & Software, 2019, 117: 214–222

[11] 簡(jiǎn)卿, 張立強(qiáng), 崔海寧, 等. 青龍滿(mǎn)族自治縣生態(tài)敏感性評(píng)價(jià)及區(qū)劃. 中國(guó)農(nóng)業(yè)資源與區(qū)劃, 2017, 38(11): 171–178

[12] 湯峰, 張蓬濤, 張貴軍, 等. 基于生態(tài)敏感性和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的昌黎縣生態(tài)廊道構(gòu)建. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2018, 29(8): 2675–2684

[13] 唐麗, 羅亦殷, 羅改改, 等. 基于粒度反推法和MCR 模型的海南省東方市景觀格局優(yōu)化. 生態(tài)學(xué)雜志, 2016, 35(12): 3393–3403

[14] 馬明, 顧康康, 李詠. 基于生態(tài)安全格局的城鄉(xiāng)生態(tài)空間布局與優(yōu)化——以宣城市為例. 中國(guó)農(nóng)業(yè)資源與區(qū)劃, 2019, 40(4): 93–102

[15] 王思思, 李婷, 董音. 北京市文化遺產(chǎn)空間結(jié)構(gòu)分析及遺產(chǎn)廊道網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建. 干旱區(qū)資源與環(huán)境, 2010, 24(6): 51–56

[16] 俞孔堅(jiān), 王思思, 李迪華, 等. 北京市生態(tài)安全格局及城市增長(zhǎng)預(yù)景. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(3): 1189–1204

[17] 俞孔堅(jiān), 王思思, 李迪華, 等. 北京城市擴(kuò)張的生態(tài)底線——基本生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)及其安全格局. 城市規(guī)劃, 2010, 34(2): 19–24

[18] 傅微, 俞孔堅(jiān). 基于生態(tài)安全格局的城市大規(guī)模綠化方法——北京百萬(wàn)畝平原生態(tài)造林. 城市規(guī)劃, 2018, 42(12): 125–131

[19] 吳文穎. 基于生態(tài)安全格局分析的城市空間發(fā)展研究——以北京新機(jī)場(chǎng)項(xiàng)目為例. 北京規(guī)劃建設(shè), 2017(4): 100–104

[20] 陳利頂, 傅伯杰, 趙文武. “源”“匯”景觀理論及其生態(tài)學(xué)意義. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(5): 1444–1449

[21] 譚永忠, 趙越, 曹宇, 等. 中國(guó)區(qū)域生態(tài)用地分類(lèi)的研究進(jìn)展. 中國(guó)土地科學(xué), 2016, 30(9): 28–36

[22] 申衛(wèi)軍, 鄔建國(guó), 林永標(biāo), 等. 空間粒度變化對(duì)景觀格局分析的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003(12): 2506–2519

[23] Adrienne G R, Sven E R, Ricardo C, et al. On the importance of non-linear relationships between land-scape patterns and the sustainable provision of eco-system services. Landscape Ecology, 2014, 29: 201–212

[24] Clergeau P, Burel F. The role of spatio-temporal patch connectivity at the landscape level: an example in a bird distribution. Landscape and Urban Planning, 1997, 38(1): 37–43

[25] 富偉, 劉世梁, 崔保山, 等. 景觀生態(tài)學(xué)中生態(tài)連接度研究進(jìn)展. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 29(11): 6174–6182

[26] 楊志廣, 蔣志云, 郭程軒, 等. 基于形態(tài)空間格局分析和最小累積阻力模型的廣州市生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2018, 29(10): 3367–3376

[27] 廖旎睿. 北京市景觀生態(tài)安全格局研究與規(guī)劃. 中國(guó)林業(yè)大學(xué): 中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院, 2016

[28] 郝月, 張娜, 杜亞娟, 等. 基于生境質(zhì)量的唐縣生態(tài)安全格局構(gòu)建. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2019, 30(3): 1015–1024

[29] 鄭好, 高吉喜, 謝高地, 等. 生態(tài)廊道. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2019, 35(2): 137–144

[30] Knaapen J P, Scheffer M, Harms B. Estimating habitat isolation in landscape planning. Landscape and Urban Planning, 1992, 23(1): 1–16

[31] 李健飛, 李林, 郭濼, 等. 基于最小累積阻力模型的珠海市生態(tài)適宜性評(píng)價(jià). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(1): 225–232

[32] 黎夏, 李丹, 劉小平, 等. 地理模擬優(yōu)化系統(tǒng) Geo-SOS 及前沿研究. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2009, 24(8): 899–907

[33] 劉世梁, 傅伯杰. 景觀生態(tài)學(xué)原理在土壤學(xué)中的應(yīng)用. 水土保持學(xué)報(bào), 2001, 15(3): 102–106

[34] 邱瑤, 常青, 王靜. 基于 MSPA 的城市綠色基礎(chǔ)設(shè)施網(wǎng)絡(luò)規(guī)劃——以深圳市為例. 中國(guó)園林, 2013, 29(5): 104–108

[35] 姜磊, 岳德鵬, 曹睿, 等. 北京市朝陽(yáng)區(qū)景觀連接度距離閾值研究. 林業(yè)調(diào)查規(guī)劃, 2012, 37(2): 18–22

[36] 俞孔堅(jiān), 李迪華, 段鐵武. 生物多樣性保護(hù)的景觀規(guī)劃途徑. 生物多樣性, 1998, 6(3): 45–52

[37] 趙霏, 郭逍宇, 趙文吉, 等. 城市河岸帶土地利用和景觀格局變化的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究——以北京市典型再生水補(bǔ)水河流河岸帶為例. 濕地科學(xué), 2013, 11(1): 100–107

Urgency Classification of Beijing Ecological Security Pattern Protection

YU Chaoyue1, WANG Chenxu1, FENG Zhe1,2,?, WU Kening1,2, ZHAO Huafu1,2

1. School of Land Science and Technology, China University of Geosciences, Beijing 100083;2. Key Laboratory of Land Consolidation, Ministry of Natural Resources, Beijing 100035; ?Corresponding author, E-mail: zhefeng@cugb.edu.cn

Taking Beijing as an example,the granularity back-calculation method and the landscape connectivity index were combined to identify important ecological land. The neighborhood analysis was adopted to construct the ecological resistance surface, whereas the minimum cumulative resistance model was used to construct the ecological security pattern. The probability of land expansion calculated through an artificial neural network was used to classify the ecological security pattern of construction. The results show that the important ecological land area of Beijing is 6488.53 km2, mainly distributed in the mountainous areas of western and northeastern Beijing, and a small part is located in the southeast plain area. The primary protection ecological land area is 4482.48 km2, mainly distributed in the northwest and southwest. The secondary protection ecological land area is 1338.27 km2, which is mainly distributed in the western suburbs, the suburban plains in the southwest and the plains in the southeast. The third-level protection ecological land area is 669.77 km2, mainly distributed in the north-central and southeast plains. The important ecological corridor is 2410.47 km long and is distributed in the outer suburbs and urban-rural junction. Among them, the length of the first-class ecological corridor is 1477.63 km, mainly distributed in the mountainous areas of the northwest and southwestern suburbs; the secondary ecological corridor is 390.91 km, which is mainly distributed near the ecological land of the outer suburb plain; the third-level ecological corridor is 541.93 km, mainly distributed in the surrounding area of the city center, surrounded by the central city.

ecological security pattern; protection urgency; artificial neural networks; construction land expansion probability; Beijing

10.13209/j.0479-8023.2020.093

國(guó)家自然科學(xué)基金(41901261, 41771204)、北京市社會(huì)科學(xué)基金(19GLC056, 18GLB043)和中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計(jì)劃 (201911415087)資助

2019–12–03;

2020–01–02