吳 未, 陳 明, 范詩薇, 歐名豪,2

1 南京農(nóng)業(yè)大學(xué),土地管理學(xué)院,南京 210095 2 農(nóng)村土地資源利用與整治國(guó)家地方聯(lián)合工程研究中心,南京 210095

基于空間擴(kuò)張互侵過程的土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)
——以(中國(guó))蘇錫常地區(qū)為例

吳 未1,2,*, 陳 明1, 范詩薇1, 歐名豪1,2

1 南京農(nóng)業(yè)大學(xué),土地管理學(xué)院,南京 210095 2 農(nóng)村土地資源利用與整治國(guó)家地方聯(lián)合工程研究中心,南京 210095

從景觀單元水平過程出發(fā),通過采用生態(tài)用地和建設(shè)用地兩種不同源空間擴(kuò)張互侵過程的方法,提出了以分區(qū)形式的土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)方法。以快速城市化蘇錫常地區(qū)為研究區(qū)域,分別以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值高的水域和林地及建設(shè)用地現(xiàn)狀為擴(kuò)張?jiān)?生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值為阻力賦值依據(jù),在模擬不同生態(tài)安全格局水平和城市發(fā)展模式的基礎(chǔ)上測(cè)算互侵結(jié)果并進(jìn)行區(qū)劃。結(jié)果表明：1)不同城市發(fā)展模式下建設(shè)用地空間擴(kuò)張隨生態(tài)用地從底線到滿意到理想水平變化呈空間集聚收斂趨勢(shì)；生態(tài)用地呈似圈層狀空間集聚趨勢(shì)。2)城市發(fā)展模式對(duì)土地生態(tài)安全水平具有顯著影響；高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式下土地資源利用更集約。3)將研究區(qū)劃分為生態(tài)核心區(qū)(面積占比35.27%)、生態(tài)安全區(qū)(29.07%)、緩沖區(qū)(7.76%)及建設(shè)區(qū)(27.90%),提出相應(yīng)土地用途管制措施。探討了新方法不足和未來研究方向。

土地生態(tài)安全；動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)；空間擴(kuò)張互侵；生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)；生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；快速城市化地區(qū)

生態(tài)安全是社會(huì)經(jīng)濟(jì)環(huán)境可持續(xù)發(fā)展不可缺少的基礎(chǔ)[1],也是學(xué)界研究熱點(diǎn)問題[2- 3],研究主題包括土地生態(tài)安全問題[4]。土地生態(tài)安全評(píng)價(jià)作為土地生態(tài)安全核心內(nèi)容具有重要研究意義和價(jià)值[5]。

國(guó)內(nèi)外土地生態(tài)安全評(píng)價(jià)研究多采用PSR概念框架模型與3S技術(shù)等空間分析手段相結(jié)合的方法[4],通過系統(tǒng)分解綜合考量生態(tài)系統(tǒng)與社會(huì)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)間相互關(guān)系,構(gòu)建出適宜評(píng)價(jià)指標(biāo)體系并賦權(quán),對(duì)評(píng)價(jià)單元逐項(xiàng)評(píng)價(jià)后經(jīng)空間疊加、模型計(jì)算等步驟實(shí)現(xiàn)[6- 12]。但是,主觀性較強(qiáng)的指標(biāo)選取和賦權(quán)會(huì)直接影響評(píng)價(jià)結(jié)果[11,13]；行政區(qū)作為評(píng)價(jià)基本單元[9- 11]不能反映出單元內(nèi)部差異[5]；生態(tài)因子疊加(景觀單元垂直過程)不能體現(xiàn)出景觀水平動(dòng)態(tài)變化[14- 17]；時(shí)間序列趨勢(shì)外推預(yù)測(cè)方法因較少考慮突發(fā)性情景也會(huì)影響評(píng)價(jià)結(jié)果[18- 19]。2000年我國(guó)城市化率為36.2%,2011年末增至51.3%[20]?？焖俪鞘谢陆ㄔO(shè)用地急劇擴(kuò)張、農(nóng)用地破碎化明顯、土地生態(tài)安全脆弱化加速,影響了區(qū)域持續(xù)發(fā)展[21- 22]。有必要探究新的土地生態(tài)安全評(píng)價(jià)方法[23- 24]拓展土地生態(tài)安全研究。

本文以快速城市化蘇錫常地區(qū)為研究區(qū)域,從景觀單元水平過程出發(fā),采用不同源空間擴(kuò)張互侵過程模擬和分區(qū)的方法,進(jìn)行土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià),以期拓展土地生態(tài)安全評(píng)價(jià)方法論的同時(shí)為土地用途空間管制實(shí)施提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)域

1.1 研究區(qū)概況

圖1 研究區(qū)位置示意圖Fig.1 Location of the study area

蘇錫常地區(qū)(119°08′—121°15′E,30°46′—32°04′N)位于江蘇省南部太湖之濱,是長(zhǎng)江三角洲腹心地帶,屬長(zhǎng)江沖積平原,區(qū)內(nèi)地勢(shì)平坦(圖1)。

地區(qū)總面積1.75萬km2,水域面積占32.5%；地區(qū)以江蘇省約17%的國(guó)土面積和人口,實(shí)現(xiàn)了約40%的地方國(guó)民生產(chǎn)總值和地方財(cái)政收入。隨著城市化快速發(fā)展,蘇錫常地區(qū)土地利用結(jié)構(gòu)和空間格局發(fā)生顯著變化,2000—2010年地區(qū)農(nóng)用地比重從56.69%降至44.41%,建設(shè)用地比重從14.71%增至27.82%,已處于生態(tài)脆弱區(qū)[25]。

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

數(shù)據(jù)主要包括中國(guó)科學(xué)院國(guó)際科學(xué)數(shù)據(jù)服務(wù)平臺(tái)2010年蘇錫常地區(qū)TM遙感數(shù)據(jù)、2010年蘇錫常地區(qū)行政區(qū)劃圖以及蘇錫常3市《統(tǒng)計(jì)年鑒(2011)》。遙感數(shù)據(jù)分辨率為30m,在ENVI遙感軟件支持下完成了幾何校正、圖像配準(zhǔn)等處理,并經(jīng)地區(qū)2010年土地利用現(xiàn)狀圖校對(duì)。依據(jù)全國(guó)土地資源分類系統(tǒng)和研究需要,將土地利用類型劃分為林地、草地、水域、耕地、建設(shè)用地及未利用地6類。

2 研究方法

2.1 研究思路

PSR概念框架模型具有鮮明的生態(tài)意義[9,12],但對(duì)景觀單元水平過程重視不足。從水平過程出發(fā),土地生態(tài)安全與土地利用類型變化關(guān)系密切。后者指生態(tài)用地被侵占為建設(shè)用地及將建設(shè)用地恢復(fù)為生態(tài)用地的過程,受城鎮(zhèn)化政策與發(fā)展模式、耕地保護(hù)與土地管理模式、生態(tài)保護(hù)等因素影響顯著。依據(jù)源匯景觀理論[26],將建設(shè)用地、生態(tài)用地作為源或匯可表述景觀類型間水平生態(tài)過程[27]。建設(shè)用地空間擴(kuò)張入侵意味著土地生態(tài)安全水平下降,生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)/威脅增加；生態(tài)用地空間擴(kuò)張入侵意味著土地生態(tài)安全水平提升,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能和價(jià)值增強(qiáng)/加。

建設(shè)用地和生態(tài)用地源空間擴(kuò)張互侵是一種時(shí)空同步的競(jìng)爭(zhēng)性控制過程,通過克服阻力實(shí)現(xiàn)并反映出土地利用類型及生態(tài)安全變化趨勢(shì)。該過程模擬就是土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)。為便于測(cè)算可將擴(kuò)張與互侵分開。空間擴(kuò)張可采用最小累積阻力模型實(shí)現(xiàn)[28- 29]。不同地類的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)、區(qū)域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)/威脅客觀存在[30- 31]可作為阻力賦值依據(jù),避免指標(biāo)選取和賦權(quán)主觀的問題。

2.2 生態(tài)用地源空間擴(kuò)張模擬

依據(jù)相關(guān)成果[27]選取區(qū)內(nèi)單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值高和土地利用結(jié)構(gòu)占比大的水域和林地為主要生態(tài)用地源。通過實(shí)現(xiàn)區(qū)內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值最大化時(shí)的土地利用格局達(dá)到提升區(qū)域土地生態(tài)安全水平目的。從用地結(jié)構(gòu)占比出發(fā),參照生態(tài)安全格局劃分的3個(gè)安全水平(底線/低、滿意/中、理想/高)及每個(gè)水平生態(tài)用地占比最小值(47.32%、70.45%和85.11%)為約束條件[32]模擬生態(tài)用地?cái)U(kuò)張。擴(kuò)張時(shí),單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值越高受到的阻力就越小,反之越大[14,33- 34]。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)處于動(dòng)態(tài)變化中[30]需當(dāng)量校正[35]。依據(jù)相關(guān)成果[27]對(duì)研究區(qū)2010年不同地類單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值進(jìn)行極差標(biāo)準(zhǔn)化處理,得到0—100之間的阻力值(表1)。以上計(jì)算通過ArcGIS10.0實(shí)現(xiàn)。

2.3 建設(shè)用地源空間擴(kuò)張模擬

不同建設(shè)用地在受到相同阻力時(shí)擴(kuò)張能力不同。這種擴(kuò)張差異可通過建設(shè)用地等級(jí)差異反映[28]。參照相關(guān)成果[28]從區(qū)位、人均GDP、地均GDP、人口密度等指標(biāo)考量將研究區(qū)建設(shè)用地源(3個(gè)地級(jí)市下轄26個(gè)行政區(qū)/縣級(jí)市及開發(fā)區(qū))由高至低劃分為4個(gè)等級(jí)(表2)。

城市發(fā)展通常包括大城市(高等級(jí)源)優(yōu)先發(fā)展、大中小城市均衡發(fā)展以及中小城市(低等級(jí)源)優(yōu)先發(fā)展3種模式。不同等級(jí)建設(shè)用地源受到相同阻力的擴(kuò)張差異修正公式為[28]：

(1)

式(1)中,Kj為源j所屬等級(jí)擴(kuò)張修正系數(shù),系數(shù)越小擴(kuò)張能力越強(qiáng)。3種模式不同等級(jí)建設(shè)用地源修正系數(shù)比為：高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展(0.7∶0.8∶0.9∶1.0)、均衡發(fā)展(1.0∶1.0∶1.0∶1.0)、低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展(1.0∶0.9∶0.8∶0.7)。按上述比例對(duì)不同等級(jí)建設(shè)用地源進(jìn)行空間擴(kuò)張模擬。

表1 不同土地利用類型單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值及阻力值/(元 hm-2 a-1)

表2 蘇錫常地區(qū)建設(shè)用地源等級(jí)劃分

建設(shè)用地?cái)U(kuò)張與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)正相關(guān)：建設(shè)用地密度越高,擴(kuò)張能力越強(qiáng),生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)越大[36]、到建設(shè)用地距離越小,被侵占可能性越大,生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)越高[37- 38]、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)越大,阻力值越??；反之亦然?？焖俪鞘谢貐^(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)測(cè)算方法很多[39- 42],考慮到建設(shè)用地和生態(tài)用地空間擴(kuò)張的可比性,選用生態(tài)損失度指數(shù)法[36]測(cè)算生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。主要包括：測(cè)算不同地類生態(tài)損失度指數(shù)；按2 km×2 km正方形網(wǎng)格將研究區(qū)等間距系統(tǒng)空間化采樣得到4591個(gè)樣方；依據(jù)生態(tài)損失度指數(shù)測(cè)算樣方中不同地類生態(tài)損失度指數(shù)加權(quán)和及樣方生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值；以樣方生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值為建設(shè)用地?cái)U(kuò)張阻力賦值依據(jù),設(shè)定0—100的阻力值。

生態(tài)損失度指數(shù)計(jì)算表達(dá)式為：

Ri=Gi×Di

(2)

Gi=α×Ci+β×Fi+γ/Bi

(3)

Ci=ni/Ai

(4)

(5)

(6)

式(2)中,Ri、Gi、Di分別為第i類生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)損失度指數(shù)、干擾度指數(shù)和脆弱度指數(shù)。Ci、Fi、Bi分別為第i類生態(tài)系統(tǒng)破碎度、分離度和分維數(shù),干擾度指數(shù)為上述3指標(biāo)歸一化后的加權(quán)和；α、β、γ為對(duì)應(yīng)權(quán)重。ni為景觀類型i的斑塊數(shù)；Ai為景觀類型i的面積。Ii為景觀類型i的距離指數(shù)；A為景觀總面積。pij、aij分別為景觀類型i中第j個(gè)斑塊的周長(zhǎng)和面積。

依據(jù)相關(guān)成果[36],對(duì)α、β、γ賦值0.6、0.3、0.1；將景觀類型脆弱性分為6級(jí)歸一化處理后得到對(duì)應(yīng)脆弱度指數(shù)和損失度指數(shù)：未利用地(0.29,0.401)、水域(0.24,0.148)、草地(0.19,0.122)、林地(0.14,0.086)、耕地(0.10,0.061)、建設(shè)用地(0.05,0.032)。

樣方生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值計(jì)算表達(dá)式為：

(7)

式(7)中,ERIk為第k個(gè)樣方的景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值；Aki為第k個(gè)樣方中第i類生態(tài)系統(tǒng)類型的面積；TAki為第k個(gè)樣方的總面積。

生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)劃分尚沒有統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn),故采用等間距法[36]將介于0—0.15的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值由低至高分為5級(jí)：低(0,0.03]、較低(0.03,0.06]、中(0.06,0.09]、較高(0.09,0.12]和高(0.12,0.15],分別對(duì)應(yīng)阻力值100、75、50、25和0。

以上計(jì)算通過ArcGIS10.0、FRAGSTATS4.2及Excel軟件實(shí)現(xiàn)。

2.4 互侵結(jié)果計(jì)算及評(píng)價(jià)

建設(shè)用地和生態(tài)用地空間互侵過程反映了區(qū)域土地生態(tài)安全水平變化過程。結(jié)果由公式(8)計(jì)算得到：

MCR差值= MCR生態(tài)用地-MCR建設(shè)用地

(8)

式(8)中,當(dāng)MCR差值> 0且數(shù)值趨大時(shí),說明評(píng)價(jià)單元土地生態(tài)安全水平下降并趨于惡化；當(dāng)MCR差值= 0時(shí),說明評(píng)價(jià)單元土地生態(tài)安全水平處于臨界狀態(tài)；當(dāng)MCR差值< 0且數(shù)值趨小時(shí),說明評(píng)價(jià)單元土地生態(tài)安全水平上升并持續(xù)好轉(zhuǎn)。采用自然斷點(diǎn)法將評(píng)價(jià)單元MCR差值劃分為5個(gè)等級(jí)：適宜建設(shè)區(qū)(較低水平區(qū))、生態(tài)脆弱區(qū)(低水平區(qū))、緩沖區(qū)(臨界區(qū))、生態(tài)安全區(qū)(較高水平區(qū))和生態(tài)核心區(qū)(高水平區(qū))。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同源空間擴(kuò)張結(jié)果

圖2(a,b,c)分別是建設(shè)用地高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展、均衡發(fā)展和低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展3種模式空間擴(kuò)張結(jié)果。差異主要是對(duì)水域侵占和對(duì)非建設(shè)用地破碎化影響程度不同：高等級(jí)源多集中在環(huán)太湖北-東北方向；高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展中,建設(shè)用地從高等級(jí)源向四周輻射、相向集中連片、對(duì)周邊水域產(chǎn)生明顯侵占(圖2a)；低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展中,低等級(jí)源建設(shè)用地比高等級(jí)源建設(shè)用地向四周擴(kuò)張態(tài)勢(shì)更明顯、對(duì)水域侵占范圍更廣(圖2c)；均衡發(fā)展中,各等級(jí)源建設(shè)用地對(duì)周邊非建設(shè)用地侵占程度較均衡(圖2b)。

圖2 不同情景建設(shè)用地及生態(tài)用地空間擴(kuò)張結(jié)果Fig.2 Spatial expansion scenarios of construction land and ecological land

圖2(d,e,f)分別是生態(tài)用地底線、滿意和理想3個(gè)安全水平空間擴(kuò)張結(jié)果?？傮w表現(xiàn)為以底線水平生態(tài)用地為核心,從滿意到理想水平呈近圈層狀空間擴(kuò)張趨勢(shì)。

3.2 互侵及評(píng)價(jià)結(jié)果

圖3(A,B,C)、(D,E,F)和(G,H,I)是建設(shè)用地高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展、均衡發(fā)展和低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式分別與生態(tài)用地底線、滿意和理想水平互侵后的結(jié)果。表3是對(duì)應(yīng)土地生態(tài)安全分區(qū)情況。

圖3 蘇錫常地區(qū)土地生態(tài)安全分區(qū)圖Fig.3 Scenarios of land ecological security zoning of Su-Xi-Chang area

情景Scenario生態(tài)核心區(qū)面積及強(qiáng)度Ecologicalcorearea&itspercentage生態(tài)安全區(qū)面積Ecologicalarea&itspercentage緩沖區(qū)面積Bufferarea&itspercentage生態(tài)脆弱區(qū)面積Ecologicalfragilearea&itspercentage適宜建設(shè)區(qū)面積Suitablebuildingarea&itspercentage/km2%/km2%/km2%/km2%/km2%高等級(jí)-底線SceneA421.472.434972.0428.685318.8530.671793.1410.344838.7127.90高等級(jí)-滿意SceneB5393.5431.105750.4533.161634.929.421302.227.513263.0918.82高等級(jí)-理想SceneC10494.1760.512580.9014.881769.5910.20865.024.991634.579.42均衡-底線SceneD326.331.883747.6321.616143.0435.423332.3019.213796.7321.89均衡-滿意SceneE4896.8128.235533.4031.912360.2813.611746.5910.072808.9816.19均衡-理想SceneF9443.7754.452404.8613.861820.7710.491779.1610.261897.5510.94低等級(jí)-底線SceneG421.262.433818.3822.025029.8329.004238.7124.443744.7521.59低等級(jí)-滿意SceneH3461.4519.966718.8938.742536.6514.621775.2510.242760.7515.92低等級(jí)-理想SceneI8444.7348.693553.4920.491728.099.961254.407.232272.3313.10

不同城市發(fā)展模式建設(shè)用地空間擴(kuò)張均隨著生態(tài)用地從底線到滿意到理想水平變化呈空間集聚收斂趨勢(shì)：底線水平時(shí),高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式適宜建設(shè)區(qū)面積最高為27.90%、低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式最低為21.59%；理想水平時(shí),高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式最低為9.42%、低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式最高為13.10%。相同生態(tài)安全水平時(shí),城市發(fā)展模式對(duì)建設(shè)用地空間擴(kuò)張影響不同：底線水平時(shí),高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式適宜建設(shè)區(qū)和生態(tài)脆弱區(qū)面積和最低為38.24%、均衡發(fā)展模式居中為41.10%、低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式最高為46.03%。滿意水平時(shí),3種模式適宜建設(shè)區(qū)和生態(tài)脆弱區(qū)面積和比較接近分別為26.33%、26.26%和26.16%。理想水平時(shí),高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式適宜建設(shè)區(qū)和生態(tài)脆弱區(qū)面積和最低為14.41%、低等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式居中為20.33%、均衡發(fā)展模式最高為21.20%。生態(tài)用地總體以西部溧陽-宜興丘陵低山地區(qū)和長(zhǎng)蕩湖、滆湖地區(qū)、南部環(huán)太湖地區(qū)及東部陽澄湖、澄湖、淀山湖地區(qū)為核心呈似圈層狀集聚(表3)。

以上說明城市發(fā)展模式對(duì)土地生態(tài)安全水平影響顯著。土地生態(tài)不安全水平時(shí),高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式對(duì)非建設(shè)用地侵占最多；隨著土地生態(tài)安全水平的提高,高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式下土地集約利用的優(yōu)勢(shì)逐步顯現(xiàn)[43]。

4 結(jié)論與討論

圖4 蘇錫常地區(qū)土地生態(tài)安全分區(qū)推薦方案 Fig.4 Recommended land ecological security zoning of Su-Xi-Chang area

從景觀單元水平過程出發(fā),采用不同源空間擴(kuò)張互侵過程模擬方法提出一套分區(qū)形式的土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)流程,根據(jù)互侵結(jié)果繪制出分區(qū)推薦方案(圖4)：(1)生態(tài)底線水平和高等級(jí)源優(yōu)先發(fā)展模式下適宜建設(shè)區(qū)(圖3A紅色部分)為推薦適宜建設(shè)區(qū)(面積占比27.90%),建議采取有條件限制土地用途管制措施如建設(shè)用地增減掛鉤、農(nóng)地占補(bǔ)平衡等調(diào)整區(qū)內(nèi)土地利用格局；(2)生態(tài)底線水平和3種城市化模式下生態(tài)核心區(qū)與生態(tài)安全區(qū)(圖3A、D、G深綠與淺綠部分)為推薦生態(tài)核心區(qū)(占比35.27%略大于生態(tài)用地34.82%現(xiàn)狀),建議采取嚴(yán)禁變更土地中類使用性質(zhì)管制措施維持并提高地區(qū)土地生態(tài)安全水平；(3)生態(tài)滿意水平和3種城市化模式下生態(tài)核心區(qū)與生態(tài)安全區(qū)(圖3B、E、H深綠與淺綠部分)為推薦生態(tài)安全區(qū)(剔除推薦生態(tài)核心區(qū)部分,占比29.07%),建議采取禁止變更土地大類使用性質(zhì)管制措施為提高地區(qū)土地生態(tài)安全水平創(chuàng)造條件(與推薦生態(tài)核心區(qū)面積和達(dá)到63.89%接近生態(tài)安全滿意水平最小約束值)；(4)剩余部分設(shè)為緩沖區(qū)(占比7.76%),建議采取預(yù)警機(jī)制和風(fēng)險(xiǎn)防控手段防止建設(shè)用地?cái)U(kuò)張突破緩沖區(qū)降低區(qū)域土地生態(tài)安全水平。

采用空間擴(kuò)張互侵及分區(qū)方法進(jìn)行土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià),雖然把生態(tài)過程與土地利用格局變化緊密結(jié)合,具有客觀性動(dòng)態(tài)性特征,但采用不同源空間競(jìng)爭(zhēng)性控制替代時(shí)間序列外推的方法,評(píng)價(jià)結(jié)果以分區(qū)方式替代數(shù)值方式反映變化差異不顯著。

如何考慮自然保護(hù)區(qū)、森林公園、水源地、基本農(nóng)田等對(duì)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張的剛性生態(tài)約束？基于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)與建設(shè)用地?cái)U(kuò)張正相關(guān)的阻力設(shè)定是否存在臨界閾[31]？如何判定？如何分析不同源地類具體用途[14]？如何量化不同地區(qū)生態(tài)用地不同生態(tài)安全格局水平占地結(jié)構(gòu)比差異[32]？等都影響著評(píng)價(jià)結(jié)果準(zhǔn)確性,亟待深入探討。

建設(shè)用地源劃分等級(jí)和引入不同城市發(fā)展模式的方法和思路,為城市規(guī)劃、土地利用規(guī)劃、生態(tài)規(guī)劃等空間政策制定提供了多種選擇,具有較好普適性,對(duì)生態(tài)安全評(píng)價(jià)及格局優(yōu)化等研究具有啟示意義。

[1] 肖篤寧, 陳文波, 郭福良. 論生態(tài)安全的基本概念和研究?jī)?nèi)容. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 13(3): 354- 358.

[2] 崔勝輝, 洪華生, 黃云鳳, 薛雄志. 生態(tài)安全研究進(jìn)展. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(4): 861- 868.

[3] 楊青生, 喬紀(jì)綱, 艾彬. 快速城市化地區(qū)景觀生態(tài)安全時(shí)空演化過程分析——以東莞市為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(4): 1230- 1239.

[4] 秦曉楠, 盧小麗, 武春友. 國(guó)內(nèi)生態(tài)安全研究知識(shí)圖譜——基于Citespace的計(jì)量分析. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(13): 3693- 3703.

[5] 余敦, 陳文波. 基于物元模型的鄱陽湖生態(tài)經(jīng)濟(jì)區(qū)土地生態(tài)安全評(píng)價(jià). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 22(10): 2681- 2685.

[6] 南穎, 吉喆, 馮恒棟, 張沖沖. 基于遙感和地理信息系統(tǒng)的圖們江地區(qū)生態(tài)安全評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(15): 4790- 4798.

[7] Li Y F, Sun X, Zhu X D, Cao H H. An early warning method of landscape ecological security in rapid urbanizing coastal areas and its application in Xiamen, China. Ecological Modelling, 2010, 221(19): 2251- 2260.

[8] Lin J Y, Lin T, Cui S H. Quantitative selection model of ecological indicators and its solving method. Ecological Indicators, 2012, 13(1): 294- 302.

[9] Tian J Y, Gang G S. Research on regional ecological security assessment. Energy Procedia, 2012, 16: 1180- 1186.

[10] Han B L, Liu H X, Wang R S. Urban ecological security assessment for cities in the Beijing-Tianjin-Hebei metropolitan region based on fuzzy and entropy methods. Ecological Modelling, 2015, 318: 217- 225.

[11] Pei L, Du L M, Yue G J. Ecological security assessment of Beijing based on PSR model. Procedia Environmental Sciences, 2010, 2: 832- 841.

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

[13] 左太安, 蘇維詞, 馬景娜, 肖艷. 三峽重慶庫區(qū)針對(duì)水土流失的土地資源生態(tài)安全評(píng)價(jià). 水土保持學(xué)報(bào), 2010, 24(2): 74- 78.

[14] 劉孝富, 舒儉民, 張林波. 最小累積阻力模型在城市土地生態(tài)適宜性評(píng)價(jià)中的應(yīng)用——以廈門為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(2): 421- 428.

[15] 俞孔堅(jiān). 生物保護(hù)的景觀生態(tài)安全格局. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1999, 19(1):8- 15.

[16] 李衛(wèi)鋒, 王仰麟, 蔣依依, 李貴才. 城市地域生態(tài)調(diào)控的空間途徑——以深圳市為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 23(9):1823- 1831.

[17] 俞孔堅(jiān), 黃剛, 李迪華, 劉海龍. 景觀網(wǎng)絡(luò)的構(gòu)建與組織——石花洞風(fēng)景名勝區(qū)景觀生態(tài)規(guī)劃探討. 城市規(guī)劃學(xué)刊, 2005, (3):76- 81.

[18] 趙宏波, 馬延吉. 基于變權(quán)-物元分析模型的老工業(yè)基地區(qū)域生態(tài)安全動(dòng)態(tài)預(yù)警研究——以吉林省為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(16): 4720- 4733.

[19] 周彬, 鐘林生, 陳田, 周睿. 基于變權(quán)模型的舟山群島生態(tài)安全預(yù)警. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 26(6): 1854- 1862.

[20] 中國(guó)經(jīng)濟(jì)增長(zhǎng)前沿課題組. 中國(guó)經(jīng)濟(jì)轉(zhuǎn)型的結(jié)構(gòu)性特征、風(fēng)險(xiǎn)與效率提升路徑. 經(jīng)濟(jì)研究, 2013, (10): 4- 17, 28- 28.

[21] 張利, 陳影, 王樹濤, 門明新, 許皞. 濱?？焖俪鞘谢貐^(qū)土地生態(tài)安全評(píng)價(jià)與預(yù)警——以曹妃甸新區(qū)為例. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 26(8): 2445- 2454.

[22] 袁藝, 史培軍, 劉穎慧, 謝鋒. 快速城市化過程中土地覆蓋格局研究——以深圳市為例. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 23(9): 1832- 1840.

[23] 陳燕飛, 杜鵬飛, 鄭筱津, 林瑾. 基于GIS的南寧市建設(shè)用地生態(tài)適宜性評(píng)價(jià). 清華大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2006, 46(6):801- 804.

[24] 鄔建國(guó). 景觀生態(tài)學(xué)中的十大研究論題. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2004, 24(9):2074- 2076.

[25] 許妍, 高俊峰, 郭建科. 太湖流域生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 33(9): 2896- 2906.

[26] 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.

[27] 劉桂林, 張落成, 張倩. 長(zhǎng)三角地區(qū)土地利用時(shí)空變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(12): 3311- 3319.

[28] Ye Y Y, Su Y X, Zhang H O, Liu K, Wu Q T. Construction of an ecological resistance surface model and its application in urban expansion simulations. Journal of Geographical Sciences, 2015, 25(2): 211- 224.

[29] Li F, Ye Y P, Song B W, Wang R S. Evaluation of urban suitable ecological land based on the minimum cumulative resistance model: a case study from Changzhou, China. Ecological Modelling, 2015, 318: 194- 203.

[30] 毛齊正, 黃甘霖, 鄔建國(guó). 城市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)研究綜述. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 26(4): 1023- 1033.

[31] 彭建, 黨威雄, 劉焱序, 宗敏麗, 胡曉旭. 景觀生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究進(jìn)展與展望. 地理學(xué)報(bào), 2015, 70(4): 664- 677.

[32] 俞孔堅(jiān), 王思思, 李迪華, 李春波. 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.

[33] 吳蒙, 車越, 楊凱. 基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的城市土地空間分區(qū)優(yōu)化研究——以上海市寶山區(qū)為例. 資源科學(xué), 2013, 35(12): 2390- 2396.

[34] 金妍, 車越, 楊凱. 基于最小累積阻力模型的江南水鄉(xiāng)河網(wǎng)分區(qū)保護(hù)研究. 長(zhǎng)江流域資源與科學(xué), 2013, 22(1): 8- 14.

[35] Costanza R, d′Arge R, de Groot R, Farber S, Grasso M, Hannon B, Limburg K, Naeem S, O′Neill R V, Paruelo J, Raskin R G, Sutton P, van den Belt M. The value of the world′s ecosystem services and natural capital. Nature, 1997, 387(6630): 253- 260.

[36] 胡和兵, 劉紅玉, 郝敬鋒, 安靜. 流域景觀結(jié)構(gòu)的城市化影響與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(12): 3432- 3440.

[37] 石浩朋, 于開芹, 馮永軍. 基于景觀結(jié)構(gòu)的城鄉(xiāng)結(jié)合部生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析——以泰安市岱岳區(qū)為例. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2013, 24(3): 705- 712.

[38] 蘇海民, 何愛霞. 基于RS和地統(tǒng)計(jì)學(xué)的福州市土地利用分析. 自然資源學(xué)報(bào), 2010, 25(1): 91- 99.

[39] Malekmohammadi B, Blouchi L R. Ecological risk assessment of wetland ecosystems using multi criteria decision making and geographic information system. Ecological Indicators, 2014, 41: 133- 144.

[40] He W, Qin N, Kong X Z, Liu W X, Wu W J, He Q S, Yang C, Jiang Y J, Wang Q M, Yang B, Xu F L. Ecological risk assessment and priority setting for typical toxic pollutants in the water from Beijing-Tianjin-Bohai area using Bayesian matbugs calculator (BMC). Ecological Indicators, 2014, 45: 209- 218.

[41] Xu F L, Li Y L, Wang Y, He W, Kong X Z, Qin N, Liu W X, Wu W J, Jorgensen S E. Key issues for the development and application of the species sensitivity distribution (SSD) model for ecological risk assessment. Ecological Indicators, 2015, 54: 227- 237.

[42] McDonald K S, Ryder D S, Tighe M. Developing best-practice bayesian belief networks in ecological risk assessments for freshwater and estuarine ecosystems: a quantitative review. Journal of Environmental Management, 2015, 154: 190- 200.

[43] 周翔, 陳亮, 象偉寧. 蘇錫常地區(qū)建設(shè)用地?cái)U(kuò)張過程的定量分析. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(5): 1422- 1430.

A dynamic approach to land ecological security assessment: a case study of Su-Xi-Chang area, China

WU Wei1,2, *, CHEN Ming1, FAN Shiwei1, OU Minghao1,2

1CollegeofLandManagement,NanjingAgriculturalUniversity,Nanjing210095,China2National&JointLocalEngineering,ResearchCenterforRuralLandResourcesUseandConsolidation,Nanjing210095,China

Land ecological security (LES) assessment is a main focus of LES research. The aim of this study was to develop a dynamic approach to achieve an objective assessment. Su-Xi-Chang area was selected as the study area. Based on the source-sink landscape theory, ecological land and construction land were treated as the source and sink, respectively. The minimum cumulative resistance model was applied to simulate the dynamic changes of these landscapes. The resistance values of the ecological land were obtained from ecosystem service values of different land-use types, whereas those of the construction land were derived from ecological risk values. The spatial expansion and simultaneous invasion of both construction land and ecological land were simulated with ArcGIS software. In the case of ecological land expansion, three scenarios were simulated, i.e., low-, middle-, and high-level LES. In the case of construction land expansion, three urban development models were designed, i.e., metropolitan development in priority (MD), small and medium cities development in priority (SD), and all urban sources development in equilibrium (ED). In the case of invasion, nine scenarios were formed from the spatial overlapping of these two kinds of expansions and their respective scenarios. The study area was zoned into five levels of LES according to the invasion results, i.e., suitable construction (very low), ecologically fragile (low), buffer (middle), ecological security (high), and ecological core (very high) zones. The results of this study showed that: (a) Along with the scenarios of LES ranging from low- to high-level, the expansions of construction land in different development models displayed a significant convergence trend of spatial agglomeration; the modeling of ecological land, however, indicated a trend of circular sprawling from the core to the outward. In the low-level scenario, the percentage of suitable construction zoned land was the highest in the MD model, at 27.90%, and the lowest in the SD model, at 21.59%. In the high-level scenario, the percentage of suitable construction zoned land was the lowest in the MD model, at 9.42%, and the highest in the SD model, at 13.10%. (b) In the same ecological security scenario, the different urban development models displayed different impacts on construction land expansion. In the low-level scenario, the combined percentage of suitable construction zoned land and ecologically fragile zoned land was the lowest in the MD model, at 38.24%, and the highest in the SD model, at 46.03%. In the high-level scenario, the corresponding value was also the lowest in the MD model, at 14.41%, and the highest in the ED model, at 21.20%. (c) Urban development models have significant influence on the levels of LES. Among the three urban development models in this study, the MD model benefitted intensive land use and found the land to be suitable for rapid urbanization, improving the area′s LES from the current level to a higher level. A LES zoning plan was recommended, as well as measures of land-use control. In the plan, the area percentages of the suitable construction, buffer, ecological security, and ecological core zones were 27.90%, 7.76%, 29.07%, and 35.27%, respectively. The developed approach was found to be effective in dynamically assessing LES and beneficial in the differential management of land resources. The dynamic approach investigated in this study highlights the methodology in the optimization of ecological land patterning. Finally, issues on how to improve this developed method and future research directions have also been discussed.

land ecological security; dynamic assessment; spatial expansion and invasion; ecosystem service; ecological risk; rapidly urbanizing areas

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41571176)

2016- 01- 04;

2016- 07- 15

10.5846/stxb201601040021

*通訊作者Corresponding author.E-mail: ww@njau.edu.cn

吳未, 陳明, 范詩薇, 歐名豪.基于空間擴(kuò)張互侵過程的土地生態(tài)安全動(dòng)態(tài)評(píng)價(jià)——以(中國(guó))蘇錫常地區(qū)為例.生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(22):7453- 7461.

Wu W, Chen M, Fan S W, Ou M H.A dynamic approach to land ecological security assessment: a case study of Su-Xi-Chang area, China.Acta Ecologica Sinica,2016,36(22):7453- 7461.