裴子萱,李 強,*,劉婷婷,魏嬋娟,高雨萌

1 北京師范大學地理科學學部,北京 100875 2 北京大學城市與環(huán)境學院,北京 100871 3 北京建筑大學環(huán)境與能源工程學院,北京 102612

伴隨著生態(tài)文明建設(shè)的不斷深入和強化,中國城市增長逐步走上兼顧經(jīng)濟效益與民生福祉、以生態(tài)優(yōu)先和綠色發(fā)展為導向的高質(zhì)量發(fā)展道路。生態(tài)用地是保障城市生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)及功能穩(wěn)定的土地類型,提供支持、供給、調(diào)節(jié)與文化服務等功能[1—2]。為了發(fā)揮生態(tài)用地在改善人居環(huán)境、促進城市可持續(xù)發(fā)展方面的重要作用,有必要在城市土地資源有限、建設(shè)用地與農(nóng)用地矛盾尖銳的形勢下,為常被忽略的生態(tài)用地留有一席之地,實現(xiàn)生態(tài)用地與建設(shè)用地的同步規(guī)劃和協(xié)調(diào)布局。2000—2020年,北京市的常住人口由1363萬人增長到2189萬人,GDP由3277.8億元增長到36102.6億元,城市化率由77.54%增長到87.55%。在如此高強度的城市增長背景下,揭示2000—2020年期間生態(tài)用地的時空變化特征,對于探究北京市經(jīng)過多年的規(guī)劃與建設(shè),是否達成城市增長與生態(tài)建設(shè)的雙贏目標具有重要意義。

生態(tài)用地目前尚未有明確的定義,土地管理及土地分類的相關(guān)研究中也未將生態(tài)用地劃分為單獨地類。國外通常采用的與生態(tài)用地近似的概念是綠色基礎(chǔ)設(shè)施(GI)和生態(tài)基礎(chǔ)設(shè)施(EI)[3—4],但這兩個概念在國內(nèi)的使用頻次較低[5],取而代之的是綠色空間、綠地和生態(tài)用地等概念。生態(tài)用地通常依據(jù)“生態(tài)要素決定論”、“生態(tài)功能決定論”、“主體功能決定論”來界定[6],不同空間尺度下強調(diào)的生態(tài)用地功能也各有側(cè)重,存在一定差異。城市生態(tài)用地包括綠地、林地、園地、水域、城市緩沖用地和休養(yǎng)與休閑用地,如：風景旅游地、公共綠地、人文古跡、歷史名勝等[7],與人類社會的交互作用更為密切[8],它不僅是城市自然生態(tài)系統(tǒng)的屏障[9],還具有游憩服務、心理服務和保存地方記憶和信息等社會文化服務價值[10]。

針對城市生態(tài)用地的研究主要集中在類型劃分[2]、時空演變規(guī)律[11—12]、變化驅(qū)動機制[13]、空間結(jié)構(gòu)及優(yōu)化等方面[14—15],還有一些研究側(cè)重生態(tài)用地的需求測算及生態(tài)價值評價[16—17]、生態(tài)安全格局構(gòu)建等[18—20]。具體到北京市,毛小崗等定量分析了2000—2010年北京城市公園的空間格局變化特征,揭示出重大事件、城市綠化政策、快速城市化和居民的環(huán)境需求是主要驅(qū)動因素[21]；吳思琦基于ArcGIS分析北京市公園綠地的現(xiàn)狀和空間形態(tài),指出公園綠地總量不足、布局不盡合理等問題[22]；朱戰(zhàn)強等運用多項景觀指數(shù)揭示出北京市的生態(tài)用地兼有多重功能,具有較強的復雜性,且生態(tài)用地的演化次序與景觀變化存在顯著關(guān)聯(lián)[23]；關(guān)小克等通過分析生態(tài)用地的生態(tài)服務功能、景觀空間結(jié)構(gòu)和生態(tài)敏感性,構(gòu)建了生態(tài)用地的空間重要性評價模型[24]。然而,針對城市土地資源十分有限,生態(tài)用地的保留或新增與建設(shè)用地的擴張勢必存在沖突的現(xiàn)實,已有研究很少考慮生態(tài)用地與其它用地之間的轉(zhuǎn)化,對于建成區(qū)擴張與生態(tài)用地保護的關(guān)系更少關(guān)注[25—26]。

綜上所述,本文基于北京市2000年、2010年和2020年的GlobeLand30地表覆蓋數(shù)據(jù),采用集成距離與方位的變化強度測度、空間形態(tài)及模式刻畫、基于高斯兩步移動搜索法的可達性計算等多種定量方法,聚焦生態(tài)用地2000—2020年的時空變化,揭示城市快速增長背景下生態(tài)用地與建設(shè)用地、農(nóng)用地相互轉(zhuǎn)化強度及空間形態(tài)變化特征,從北京市解決城市增長與生態(tài)建設(shè)矛盾的成效中發(fā)現(xiàn)值得其它城市借鑒的有益經(jīng)驗。

1 研究區(qū)與數(shù)據(jù)

北京市總面積16410km2,下轄16個區(qū)。城市連綿區(qū)是建設(shè)用地集中連片分布的區(qū)域,通常覆蓋了城市核心區(qū)的主體范圍[27—28]。由于城市連綿區(qū)人口及產(chǎn)業(yè)高度聚集,人類活動對生態(tài)用地有較大干擾,如：李鋒等[14]的研究結(jié)果表明,常州市區(qū)的生態(tài)用地比例在1991—2006年間由89.2%降低至65.1%；范晨璟等[29]根據(jù)蘇錫常都市圈的干擾度指數(shù)不斷上升的結(jié)果,認為人類活動對綠色生態(tài)空間的干擾持續(xù)增強。因此,研究城市連綿區(qū)的生態(tài)用地時空變化更具有典型意義,本文以北京城市連綿區(qū)為研究對象。

本文以30m分辨率的全球地表覆蓋產(chǎn)品GlobeLand30為數(shù)據(jù)源,該數(shù)據(jù)的總體精度為80.30%,中國范圍內(nèi)的總體精度達到82.39%[30—31]。盡管城市生態(tài)用地受人為干擾而呈現(xiàn)較大的空間異質(zhì)性,30m分辨率的數(shù)據(jù)精度能夠保證生態(tài)用地的識別需求[12—13,32]。GlobeLand30數(shù)據(jù)包括耕地、森林、草地、灌叢地、水體、濕地、苔原、人造地表、裸地、冰川與永久積雪等10種地表覆蓋類型,參照《城市用地分類與規(guī)劃建設(shè)用地標準(GB50137—2011)》[33],本文將森林、草地和水體作為生態(tài)用地,將耕地和人造地表分別作為農(nóng)用地和建設(shè)用地。

參考凸型邊界的識別方法[34—35],以建設(shè)用地為基準,分別提取了2000年、2010年和2020年三期GlobeLand30數(shù)據(jù)中的北京城市連綿區(qū)范圍,各期的面積為995.012km2、1521.384km2和2512.102km2。以2020年的提取結(jié)果為例,城市連綿區(qū)覆蓋了西城區(qū)和東城區(qū)的全部范圍,以及朝陽區(qū)、豐臺區(qū)、石景山區(qū)、海淀區(qū)、順義區(qū)、通州區(qū)、大興區(qū)、房山區(qū)、門頭溝區(qū)、昌平區(qū)10個區(qū)的部分范圍,是北京市的政治功能、文化功能和重要經(jīng)濟功能高度集中的地區(qū),也是歷史文化傳統(tǒng)與現(xiàn)代國際城市形象充分體現(xiàn)的地區(qū)。經(jīng)過對地表覆蓋類型進行重分類,得到研究區(qū)2000年、2010年、2020年的土地覆蓋類型分布圖(圖1)。

圖1 研究區(qū)2000年、2010年和2020年的土地覆蓋類型Fig.1 Land cover types of study area in 2000, 2010 and 2020

2 研究方法

土地覆蓋變化強度是表征一定時期內(nèi)不同土地覆蓋類型之間相互轉(zhuǎn)化程度的常用指標,本文進一步考慮了土地覆蓋變化強度在空間距離與方位方面的特征。景觀格局指數(shù)(LPI)通常用來揭示不同土地覆蓋類型的空間分布形態(tài),本文在景觀擴張指數(shù)(LEI)的基礎(chǔ)上,進一步采用景觀擴張/收縮指數(shù)(LESI)刻畫生態(tài)用地斑塊的增減變化模式?？蛇_性能夠表示接近某個目標的便利程度,本文運用高斯兩步移動搜索法(2SFCA)提取建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性,探討不同時期二者之間的空間分布關(guān)系變化。

2.1 集成距離與方位的變化強度測度

采用同心環(huán)切割方法,以天安門廣場為中心,以1km為半徑步長劃分36個距離圈層,覆蓋研究區(qū)全域。在此基礎(chǔ)上,以22.5°為單位劃分16個方位,疊加于距離圈層之上(圖2)。

圖2 研究區(qū)的距離圈層及空間方位劃分 Fig.2 Division of distance circles and spatial directions in the study areaN: 北 North；E: 東 East; S: 南 South; W: 西 West;NE: 北東 Northeast; SE: 南東 Southeast; SW: 南西 Southwest; NW: 北西 Northwest;NNE: 北北東 North-northeast; ENE: 東北東 East-northeast; ESE: 東南東 East-southeast; SSE: 南南東 South-southeast; SSW: 南南西 South-southwest; WSW: 西南西 West-southwest; WNW: 西北西 West-northwest; NNW: 北北西 North-northwest

在距離圈層i、方位j的切割環(huán)中,土地覆蓋類型k在一定時期的變化強度為：

(1)

進一步根據(jù)式(2)和式(3)計算土地覆蓋類型k在距離圈層i的變化強度ΔIi,k,在第j方位的變化強度ΔIj,k。

(2)

(3)

2.2 空間形態(tài)及模式的刻畫

城市中的各種土地覆蓋類型均受到人類活動的強烈影響,為揭示土地覆蓋空間分布的基本形態(tài),以及由此反映的土地覆蓋在結(jié)構(gòu)和功能方面的關(guān)聯(lián)性,綜合斑塊的數(shù)量和平均面積來表征土地覆蓋的破碎度,采用分散指數(shù)和聚合度來表征土地覆蓋的連通性(表1)。表中,k為土地覆蓋類型,Nk是類型k的斑塊總數(shù),ank是類型k中第nk個斑塊的面積,S是研究區(qū)所有土地覆蓋類型的總面積,gkk是類型k中鄰近的同類斑塊像元個數(shù),max→gkk是根據(jù)single-count[36]方法確定的gkk可能最大值。

Liu等[37]應用在緩沖區(qū)內(nèi)檢測同類斑塊的方法,構(gòu)建了景觀擴張指數(shù)LEI,定量刻畫了3種新增斑塊的類型：內(nèi)填型、擴展型和新生型。本文借鑒同樣的方法,將減少斑塊劃分為分裂型、收縮型和消亡型3種類型(圖3),進而將LEI拓展為景觀擴張/收縮指數(shù)LESI。分裂型指在原有斑塊內(nèi)部生成數(shù)個獨立的其他土地覆蓋類型斑塊,收縮型指原有斑塊空間范圍的縮小,消亡型指原有斑塊被其它類型替代而完全消失。不同類型斑塊的新增或減少模式根據(jù)公式(4)來判定。

(4)

圖3 斑塊擴張與縮減的類型示意Fig.3 Scheme of patch expansion and shrink patternsLESI：景觀擴張/收縮指數(shù) Landscape expansion/shrink index; S0：變化斑塊的緩沖區(qū)內(nèi)與同類斑塊產(chǎn)生交集的面積；Sv變化斑塊的緩沖區(qū)內(nèi)與異類斑塊產(chǎn)生交集的面積

式中,S0和Sv分別為變化斑塊的緩沖區(qū)內(nèi)與同類斑塊及異類斑塊產(chǎn)生交集的面積。LESI的值域為[0,100]。當Sv=0時,LESI=100,即變化斑塊的緩沖區(qū)內(nèi)全部是與同類斑塊產(chǎn)生的交集,可以判定變化斑塊為內(nèi)填型或分裂型；當S0=0時,LESI=0,即變化斑塊的緩沖區(qū)內(nèi)沒有與同類斑塊產(chǎn)生交集,可以判定變化斑塊為新生型或消亡型；當S0和Sv均不為0時,參考Xu等對斑塊擴張的公共邊緣與斑塊周長比的閾值設(shè)定方法[38],以LESI=50為界,當LESI取值(0,50)時,判定變化斑塊為擴展型或收縮型；當LESI取值[50,100)時,判定變化斑塊為內(nèi)填型或分裂型。

表1 表征土地覆蓋空間形態(tài)的景觀格局指數(shù)

2.3 基于高斯兩步移動搜索法的可達性計算

為分析生態(tài)用地與建設(shè)用地的互動關(guān)系及其變化,應用高斯兩步移動搜索法計算建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性。首先利用ArcGIS的Fishnet工具對研究區(qū)進行200m×200m格網(wǎng)劃分,然后以格網(wǎng)中心作為需求地,以生態(tài)用地斑塊的幾何中心作為供給地,以1.5km作為供給地和需求地的作用域半徑d0[39],按照如下步驟計算可達性[40]：

第一步：取每一個供給地j(生態(tài)用地)的幾何中心,對其作用域d0內(nèi)的每個需求地i的需求量Pi設(shè)置為1,并根據(jù)距離衰減函數(shù)賦予權(quán)重；然后將所有需求地的需求量累加,得到供給地j的潛在需求量,按照式(5)計算供需比Rj。

(5)

(6)

式中,dij為需求地i和供給地j之間的距離；Sj為供給地j的總供給量；G(dij,d0)是距離衰減函數(shù),通過式(6)的高斯方程計算得到。

第二步：對于每一個需求地i,同樣利用高斯方程對其作用域d0內(nèi)的供給地j的供需比Rj賦予權(quán)重,然后按照式(7)加和得到需求地i到達供給地的可達性Ai。

Ai=∑j∈{dij≤d0}G(dij,d0)Rj

(7)

式中,Rj是第一步計算得出的供給地j的供需比；Ai越大,表示生態(tài)用地斑塊的可達性越好。

3 結(jié)果與分析

基于圖1的2000年、2010年和2020年土地覆蓋類型,在分析2000—2020年土地覆蓋變化強度的基礎(chǔ)上,揭示生態(tài)用地變化的空間形態(tài)以及增減模式,并依據(jù)建設(shè)用地與生態(tài)用地之間的可達性變化探討二者的相互影響。

3.1 土地覆蓋變化的基本特征

3.1.1土地覆蓋變化

分析三期土地覆蓋類型的數(shù)量結(jié)構(gòu)變化可知(圖4),建設(shè)用地在2000—2020年持續(xù)增長,占比由2000年的34.59%上升到2010年的51.93%及2020年的68.05%；而農(nóng)用地不斷減少,占比由2000年的50.54%下降到2010年的34.15%及2020年的17.14%；生態(tài)用地變化不大,占比一直在13%—15%,表明伴隨城市的快速擴張,研究區(qū)的生態(tài)用地并沒有同步增長。

圖4 2000—2020年不同土地覆蓋類型的數(shù)量結(jié)構(gòu)及相互轉(zhuǎn)化Fig.4 Quantitative structure and interconversion of different land cover types from 2000 to 2020

進一步分析不同土地覆蓋類型之間的轉(zhuǎn)化可知,農(nóng)用地是新增建設(shè)用地和生態(tài)用地的主要來源,2000—2010年及2010—2020年期間,分別有420.78km2和464.30km2轉(zhuǎn)為建設(shè)用地,轉(zhuǎn)化比例分別為26.84%和43.84%,有119.82km2和83.50km2轉(zhuǎn)為生態(tài)用地,總體轉(zhuǎn)化比例分別為34.48%和51.72%。生態(tài)用地在總量上相對穩(wěn)定,雖然在2000—2010年及2010—2020年分別有135.05km2和99.58km2轉(zhuǎn)為建設(shè)用地,但總體轉(zhuǎn)化比例從34.2%下降至24.01%。建設(shè)用地向其他用地轉(zhuǎn)化的比例極小,在2000—2010年及2010—2020年只有8.52km2和47.74km2建設(shè)用地轉(zhuǎn)為生態(tài)用地。三種土地覆蓋類型之間的轉(zhuǎn)化表明,建設(shè)用地擴張主要源于對農(nóng)用地和生態(tài)用地的占用,但2010—2020年在占用農(nóng)用地依然增加的同時,對生態(tài)用地的占用減少,而且相對于2000—2010年,建設(shè)用地向生態(tài)用地的轉(zhuǎn)化大幅增加,體現(xiàn)了城市增長中對于生態(tài)用地的重視。

3.1.2基于距離及方位的土地覆蓋強度變化

研究區(qū)2000—2010年及2010—2020年土地覆蓋類型轉(zhuǎn)化的空間分布如圖5所示。按照前述方法計算2000—2010年和2010—2020年不同距離圈層的生態(tài)用地、建設(shè)用地和農(nóng)用地的變化強度,分析其由城市中心向外圍變化的特征(圖6)以及2000—2020年生態(tài)用地在不同方位的增減變化(圖7)。

圖5 2000—2010年及2010—2020年土地覆蓋類型轉(zhuǎn)化的空間分布Fig.5 Spatial distribution of land cover type transformation during 2000—2010 and 2010—2020

圖6 不同土地覆蓋類型的變化強度與城市中心距離的關(guān)系 Fig.6 Relationships of change intensity with distance from urban center for different land cover types

圖7 2000—2020年生態(tài)用地面積的方位變化 Fig.7 Change of ecological land area in different directions from 2000 to 2020

圖6顯示三種土地覆蓋類型2000—2010年的變化強度在4km內(nèi)接近于0；4km以外,建設(shè)用地與農(nóng)用地的變化強度呈現(xiàn)截然相反的變化趨勢,建設(shè)用地的變化強度大于0,且隨城市中心距離增加而先增強后減弱,強度峰值出現(xiàn)在15—16km。同期的農(nóng)用地變化強度則小于0,隨城市中心距離增加而先減弱后增強,強度谷值也基本在15—16km。生態(tài)用地變化強度的特征明顯,15km內(nèi)大于0,15km外小于0,峰值出現(xiàn)在13km。進一步結(jié)合圖5可以看出,生態(tài)用地在2000—2010年的增加主要集中在2000年的城市連綿區(qū)內(nèi),得益于北京市第一道和第二道城市綠化隔離帶的建設(shè),來源以農(nóng)用地為主。

圖6的結(jié)果也顯示,三種土地覆蓋類型2010—2020年期間的變化強度在12km內(nèi)接近于0,相比前10年的4km大幅向外推移。12km以外,建設(shè)用地與農(nóng)用地的變化強度呈現(xiàn)截然相反變化趨勢的特點不變,建設(shè)用地在12—24km的變化強度隨城市中心距離增加而波動增強,24km外則波動減弱；農(nóng)用地的變化強度依然小于0,在12—24km的變化強度隨城市中心距離增加而波動減弱,24km外則波動增強。與前10年相比,生態(tài)用地變化強度的波動較小,僅在13—14km、19—20km、26—27km的變化強度小于0,結(jié)合圖5可知在這些距離范圍內(nèi),生態(tài)用地主要向建設(shè)用地轉(zhuǎn)移,其中的13—14km位于2000年城市連綿區(qū)內(nèi),以前10年第一道綠化隔離帶內(nèi)源于農(nóng)用地的生態(tài)用地為主,說明綠化隔離帶在城市增長中不斷被蠶食。

從生態(tài)用地在不同方位的面積增減變化來看(圖7),可以按照順時針方向劃分出3個區(qū)域,即：NE—SW(I區(qū))、WSW—WNW(II區(qū))和NW—NNE(III區(qū))。結(jié)合圖5來看,生態(tài)用地主體分布在II區(qū),2000—2020年逐年減少的趨勢十分明顯,以向建設(shè)用地轉(zhuǎn)化為主,但該區(qū)也鑲嵌分布著農(nóng)用地向生態(tài)用地的轉(zhuǎn)化,說明在城市增長中也重視了生態(tài)用地的同步建設(shè)。I區(qū)的生態(tài)用地總量在2000年最少,但呈現(xiàn)逐年增加的趨勢；III區(qū)的生態(tài)用地面積則是在2000—2010年減少,于2010—2020年增加,I區(qū)和III區(qū)的生態(tài)用地在2010—2020年的增加主要集中在 20km之外,即2010—2020年的城市增長范圍內(nèi),說明生態(tài)建設(shè)與城市增長趨于同步。可以認為,盡管生態(tài)用地總面積在2000—2020年期間波動較小,但空間分布發(fā)生顯著變化。生態(tài)條件較好區(qū)域受城市增長的負面影響較大,而生態(tài)條件相對薄弱區(qū)域的生態(tài)建設(shè)在城市增長中得到加強。

3.2 生態(tài)用地斑塊的空間形態(tài)變化

分析研究區(qū)2000—2020年不同土地覆蓋類型的景觀格局指數(shù)(表2)可以看出,建設(shè)用地的斑塊數(shù)量持續(xù)減少,平均斑塊面積在2000—2010年沒有變化,在2010—2020年則顯著增加,分散指數(shù)趨于減小,聚合度變化不大。農(nóng)用地的斑塊數(shù)量增加幅度以及平均斑塊面積的減小幅度均十分明顯,分散指數(shù)由2000年的27.44增加到2020年的512.9,聚合度由2000年的97.83減少到2020年的94.81。生態(tài)用地的斑塊數(shù)量、平均斑塊面積及聚合度的變化均不顯著,但分散指數(shù)由2000年的90.12增加到2020年的444.52。以上結(jié)果反映出建設(shè)用地趨于連片化擴張,農(nóng)用地呈破碎化減少,而生態(tài)用地的空間形態(tài)變化不大,但空間分布趨于分散。

根據(jù)前述方法計算LESI,并據(jù)此判定生態(tài)用地斑塊新生、擴展、內(nèi)填、消亡、收縮、分裂及無變化7種空間形態(tài)變化模式,得到2000—2020年不同變化模式的空間分布及基本參數(shù)統(tǒng)計(圖8、表3)。

表2 2000—2020年不同土地覆蓋類型的景觀格局指數(shù)

圖8 2000—2020年生態(tài)用地斑塊的空間形態(tài)變化模式分布Fig.8 Distributions of spatial form patterns of ecological land patches from 2000 to 2020

2000—2010年期間,沒有發(fā)生變化的生態(tài)用地面積占比約40%,增加的生態(tài)用地以新生模式和擴展模式為主,內(nèi)填模式相對較少。新生斑塊集中分布在2000年城市連綿區(qū)的東、南方向,擴展斑塊則分布在邊緣或外部,以西南和東北方向為主。新生斑塊和擴展斑塊的來源以農(nóng)用地為主,而內(nèi)填斑塊的來源以建設(shè)用地為主。另一方面,同期減少的生態(tài)用地以消亡斑塊為主,主要分布在2000年城市連綿區(qū)的北部邊緣及外部；分裂斑塊主要分布在2000年城市連綿區(qū)西北方向的生態(tài)用地集中區(qū)域；收縮斑塊相對較少,呈零散分布。生態(tài)用地減少的去向均以建設(shè)用地為主,表現(xiàn)為城市增長中大量占用生態(tài)用地或使其內(nèi)部產(chǎn)生大面積分裂。生態(tài)用地斑塊的大量消亡能夠在短時期內(nèi)解決城市增長的用地制約問題,但生態(tài)建設(shè)的成本會對城市可持續(xù)發(fā)展構(gòu)成巨大壓力。

2010—2020年期間,沒有發(fā)生變化的生態(tài)用地面積占比達到58%,增加的生態(tài)用地仍以新生模式和擴展模式為主,但內(nèi)填模式顯著增加。新生斑塊主要分布在2010年城市連綿區(qū)的南、北方向,擴展斑塊分布在東北邊緣及外部,內(nèi)填斑塊更多分布在西南邊緣及西北部。無論哪種模式,生態(tài)用地的增加均主要來源于農(nóng)用地。另一方面,同期減少的生態(tài)用地呈現(xiàn)與2000—2010年不同的、以分裂模式和收縮模式為主的特點,消亡模式大幅減少。分裂斑塊主要分布在2010年城市連綿區(qū)外部西北方向的生態(tài)用地集中區(qū)域,收縮斑塊分布在內(nèi)部的不同方向。生態(tài)用地減少的去向仍以建設(shè)用地為主,但很少出現(xiàn)建設(shè)用地大面積占用生態(tài)用地的現(xiàn)象,表現(xiàn)為城市增長加大了對生態(tài)用地集中區(qū)域的干擾,在使其趨向破碎化的同時,也使既有的生態(tài)用地斑塊進一步縮小。

對比2000—2010年和2010—2020年生態(tài)用地斑塊的空間形態(tài)變化模式可知,生態(tài)用地穩(wěn)定性大幅提高,擴張模式中的新生模式及擴展模式進一步呈離心分布并向外圍延伸,內(nèi)填模式增幅明顯。同時,縮減模式也以小范圍的收縮模式及分裂模式為主,表明在后期的城市增長中更加重視生態(tài)保護與建設(shè),兼顧了生態(tài)用地與建設(shè)用地的統(tǒng)籌規(guī)劃與布局。

3.3 建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性

利用前述的高斯兩步移動搜索法計算2000年、2010年及2020年建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性,其累積分布頻率統(tǒng)計的結(jié)果符合重尾分布,即：高值低頻、低值高頻。為使不同時期的可達性具有可比性,基于2020年的可達性結(jié)果,使用重尾打斷分類法[41],按照10%分位數(shù)確定斷點值,將可達性劃分為五個等級(圖9),分別為高(>100000)、中高(10001—100000]、中(1001—10000]、中低(101—1000]、低(0—100]。

圖9顯示2000—2020年期間的可達性均以最低等級占比最大,約50%左右,而較高等級和高等級的占比均小于15%。進一步對比2000—2010年、2010—2020年以及2000—2020年既有建設(shè)用地及新增建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性(圖9),發(fā)現(xiàn)新增建設(shè)用地可達性處于低等級的占比高于既有建設(shè)用地,2010年的表現(xiàn)更為顯著。同時,新增建設(shè)用地可達性處于較高等級的占比也要高于既有建設(shè)用地,2020年的表現(xiàn)更為顯著。總體來說,盡管建設(shè)用地到生態(tài)用地的可達性整體偏低,但2010—2020年新增建設(shè)用地到生態(tài)用地的可達性較2000—2010年有所提高,說明后期的城市增長中更加注重了建設(shè)用地與生態(tài)用地的同步建設(shè),并取得一定的效果。

表3 2000—2020年不同斑塊類型的基本參數(shù)統(tǒng)計

圖9 2000—2020年建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性及其變化Fig.9 Accessibility change of ecological land from construction land from 2000 to 2020

進一步分析建設(shè)用地與生態(tài)用地可達性的空間分布(圖10)可知,可達性較高和高的區(qū)域在2000年時集中連片地分布在城市連綿區(qū)北部邊緣及外部,內(nèi)部中心區(qū)域的可達性則處于中低程度。2000—2010年期間,北部的生態(tài)用地因城市增長而大幅減少,致使可達性的高值區(qū)域大面積消失,但中心區(qū)域的可達性有所改善,出現(xiàn)零散分布的可達性高值區(qū)域。隨著2010—2020年期間生態(tài)建設(shè)進一步得到重視,可達性較高及高的區(qū)域在空間分布上更加趨向均勻化,建設(shè)用地到生態(tài)用地的可達性得到顯著改善。

圖10 2000—2020年生態(tài)用地的可達性空間分布Fig.10 Spatial distribution of ecological land accessibility from 2000 to 2020

4 討論

4.1 城市增長背景下,生態(tài)保護與建設(shè)應統(tǒng)籌兼顧各類用地需求

作為城市系統(tǒng)諸多功能的承載體,土地在城市增長中具有舉足輕重的作用。在土地資源有限的條件下,為滿足高強度城市增長的需求,不同土地覆蓋勢必此消彼長。因此,在生態(tài)文明建設(shè)的戰(zhàn)略目標下,強化生態(tài)保護與建設(shè)應統(tǒng)籌兼顧各類用地需求。針對現(xiàn)有研究中孤立探討生態(tài)用地相關(guān)問題的不足,本文將城市視為一個整體,不僅僅關(guān)注生態(tài)用地本身,而是在綜合分析生態(tài)用地、建設(shè)用地與農(nóng)用地互相轉(zhuǎn)化的框架下,結(jié)合景觀格局指數(shù)和LESI指數(shù),探究各類用地的數(shù)量結(jié)構(gòu)與空間形態(tài)伴隨城市增長的時空變化特征。2000—2020年期間,北京市的建設(shè)用地占比由34.59%上升到68.05%,盡管生態(tài)用地在此過程中與其他用地有轉(zhuǎn)入和轉(zhuǎn)出的關(guān)系變化,但總體面積占比相對穩(wěn)定地維持在13%—15%,表明北京市達成城市增長與生態(tài)建設(shè)的雙贏目標。

4.2 建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性是體現(xiàn)生態(tài)保護與建設(shè)成效一個側(cè)面

城市生態(tài)用地在空間布局上要充分考慮與建設(shè)用地的適宜距離,這是由其美化城市景觀、為城市居民提供休憩空間的功能決定的。本文根據(jù)2000—2020年建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性變化,探究了生態(tài)用地是否伴隨城市增長而在空間分布上依附于新增建設(shè)用地。在前10年奧運場館及大型居住社區(qū)的建設(shè)中,建設(shè)用地與生態(tài)用地的關(guān)系并沒有得到妥善處理,使得北部的生態(tài)用地大幅減少,新增建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性處于較低水平。后10年北京城市建設(shè)進入轉(zhuǎn)型時期[42],圍繞疏解非首都功能、治理“大城市病”、打造北京城市副中心等重大任務,更加注重公共空間與生活品質(zhì)提升[43],從而使2020年新增建設(shè)用地可達性的較高等級占比高于既有建設(shè)用地,可達性較高區(qū)域的空間分布更加均勻。當然,針對可達性等級居于中等以下的占比很高、城市中心存在大量可達性較低區(qū)域的現(xiàn)狀,提高建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性仍是進一步加強生態(tài)保護與建設(shè)的核心要務。

4.3 城市生態(tài)用地的空間分布受多方面驅(qū)動力的作用

就北京市而言,城市生態(tài)用地的空間分布受區(qū)域自然條件、城市規(guī)劃、重大事件等諸多因素的影響。首先,北京市地處太行山、燕山與華北平原交接地區(qū),西部和北部為山區(qū),生態(tài)本底條件優(yōu)越；東部和南部為平原,適宜布局建設(shè)用地。如前所述,建設(shè)用地與生態(tài)用地可達性的較高區(qū)域在2000年時主要分布在北部邊緣及城市外圍；伴隨著城市增長,方位II區(qū)和III區(qū)因處于上風上水的區(qū)位優(yōu)勢以及優(yōu)良的生態(tài)條件,在前10年受到的負面影響較大,集中連片的生態(tài)用地呈現(xiàn)大面積轉(zhuǎn)化為建設(shè)用地的消亡模式,建設(shè)用地的可達性處于低等級的占比較高；這一變化趨勢在后10年得到抑制,生態(tài)用地主要呈現(xiàn)小范圍的收縮模式及分裂模式,新增建設(shè)用地的可達性處于較高等級的占比高于既有建設(shè)用地。另一方面,方位I區(qū)和III區(qū)20km之外的城市增長范圍內(nèi),生態(tài)用地與建設(shè)用地相伴,呈小規(guī)模分散分布,以新生模式及擴展模式向外圍延伸。

其次,圍繞首都核心功能及特大城市的發(fā)展定位,北京市在近20年的城市總體規(guī)劃中始終貫徹生態(tài)保護與建設(shè)優(yōu)先的頂層設(shè)計,按部就班實施一系列生態(tài)工程,確保生態(tài)保護與建設(shè)取得實效。繼1999年《北京市生態(tài)環(huán)境建設(shè)規(guī)劃》提出建設(shè)生態(tài)環(huán)境優(yōu)美的現(xiàn)代化國際城市目標之后,《北京城市總體規(guī)劃(2004—2020年)》明確了到2020年建成功能完備的山區(qū)、平原、城市綠化隔離地區(qū)三道綠色生態(tài)屏障,形成以山區(qū)普遍綠化為基礎(chǔ),以風景名勝區(qū)、自然保護區(qū)和森林公園綠化為重點,以“五河十路”綠化帶和楔形綠地為骨架,以河流、道路和農(nóng)田林網(wǎng)為脈絡(luò)的市域綠地空間結(jié)構(gòu)[44]?！侗本┏鞘锌傮w規(guī)劃(2016—2035年)》以建設(shè)國際一流的和諧宜居之都為總體目標,進一步強化西北部山區(qū)的重要生態(tài)源地和生態(tài)屏障功能,以三類環(huán)型公園、九條放射狀楔形綠地為主體,通過河流水系、道路廊道、城市綠道等的連接,構(gòu)建“一屏、三環(huán)、五河、九楔”網(wǎng)絡(luò)化的市域綠色空間結(jié)構(gòu),使北京成為天藍、水清、森林環(huán)繞的生態(tài)城市[45]。

此外,2008年奧運會在北京舉辦,為北京市同步推進城市更新改造與生態(tài)建設(shè)提供了契機[46]。繼2001年申奧成功之后,北京市遵循“綠色奧運”理念,在建設(shè)運動場館、改造城市基礎(chǔ)設(shè)施、改善人居環(huán)境的過程中,注重拆建結(jié)合,在最大限度保護原有生態(tài)用地不被破壞的同時,通過合理規(guī)劃和布局生態(tài)用地,使新增建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性不斷提升。

4.4 政策啟示與研究展望

在生態(tài)文明建設(shè)的戰(zhàn)略目標下,城市增長要以資源環(huán)境承載力為基礎(chǔ)[47],城市增長方式對城市本身及其所在區(qū)域生態(tài)環(huán)境的影響,已成為關(guān)乎城市可持續(xù)發(fā)展的重要問題[48]。北京市在高強度城市增長的背景下,探索了規(guī)劃統(tǒng)領(lǐng)、政策引導、工程支撐的生態(tài)保護與建設(shè)的有效途徑,對于我國其它特大城市具有重要的示范意義,其中的政策啟示主要體現(xiàn)為：

將生態(tài)保護與建設(shè)上升到城市規(guī)劃層面。隨著城市增長目標從偏重經(jīng)濟要素向社會、文化、環(huán)境、生態(tài)等要素轉(zhuǎn)型,在城市土地資源有限的條件下,為確保生態(tài)用地的穩(wěn)固地位與合理規(guī)模,有必要在城市總體規(guī)劃中強化生態(tài)保護與建設(shè)的相關(guān)內(nèi)容,并制定專項規(guī)劃。要在區(qū)域尺度上首先規(guī)劃和完善非建設(shè)用地,不使城市綠地系統(tǒng)和生態(tài)環(huán)境保護成為被動的點綴[49]。同時,將生態(tài)用地作為新增建設(shè)用地的配套基礎(chǔ)設(shè)施同步建設(shè),能夠避免不同用地之間的頻繁轉(zhuǎn)移,從而降低城市建設(shè)成本。

以城市增長邊界抑制無序蔓延、確保生態(tài)安全。城市增長方式對區(qū)域社會、經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)過程產(chǎn)生顯著影響,是一系列城市問題的根源[50]。相對于高度集約的內(nèi)涵式開發(fā),粗放的外延式開發(fā)更具有經(jīng)濟優(yōu)勢,因而導致城市無序蔓延,侵占大量自然生態(tài)用地。劃定城市增長邊界能夠促使城市空間結(jié)構(gòu)更加優(yōu)化,有利于改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境,是實現(xiàn)城市增長管控與生態(tài)安全保障的有效途徑[48,51]。就北京市而言,應嚴格控制淺山區(qū)開發(fā),將其作為山前生態(tài)保護區(qū),加強綠化建設(shè)和生態(tài)恢復。

貫徹生態(tài)保護和生態(tài)建設(shè)長期堅持與動態(tài)調(diào)控相結(jié)合的原則。優(yōu)良生態(tài)環(huán)境的形成與改善是一個具有連續(xù)性和完整性的自然過程,不可能一蹴而就。因此,作為城市可持續(xù)發(fā)展的重要內(nèi)容,生態(tài)保護與建設(shè)需要長期的持續(xù)推進[49]。同時,在城市快速增長過程中,勢必存在很大的不確定性和特定的重大事件,因而需要在城市總體規(guī)劃的框架下,依據(jù)城市人口增長和經(jīng)濟發(fā)展的趨勢,以及重大事件的需求,對建設(shè)用地的開發(fā)強度和生態(tài)用地的總體規(guī)模予以動態(tài)調(diào)控。

本文側(cè)重從2000—2020年生態(tài)用地的時空變化,揭示北京市在城市增長背景下,是否實現(xiàn)生態(tài)用地與建設(shè)用地的同步規(guī)劃和協(xié)調(diào)布局。研究中還存在一定的不足,主要體現(xiàn)為：對于生態(tài)用地時空變化以及建設(shè)用地與生態(tài)用地可達性變化的驅(qū)動力缺乏定量分析;在可達性計算中,沒有充分考慮生態(tài)用地的不同類型和質(zhì)量對服務半徑的影響。在后續(xù)研究中,需要針對目前尚未解決的問題,進一步挖掘影響生態(tài)用地時空變化的關(guān)鍵因素,以及影響可達性的生態(tài)用地屬性,結(jié)合定量計算和實地校驗,發(fā)現(xiàn)更有價值的結(jié)果,為北京市建設(shè)可持續(xù)的宜居城市提供科學依據(jù)。

5 結(jié)論

本文分析了北京市2000—2020年生態(tài)用地與建設(shè)用地、農(nóng)用地的相互轉(zhuǎn)化,從距離和方位兩方面揭示了各類用地變化強度的空間分布特征,并應用景觀格局指數(shù)刻畫了空間形態(tài)變化,根據(jù)景觀擴張/收縮指數(shù)LESI判定了生態(tài)用地空間形態(tài)增減變化模式,通過高斯兩步移動搜索法計算了建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性,揭示了二者空間關(guān)系的動態(tài)變化,得出的主要結(jié)論為：

(1)伴隨城市的快速擴張,生態(tài)用地并沒有同步增長,面積占比在2000—2020年一直為13%—15%,但距離和方位所呈現(xiàn)的空間分布發(fā)生顯著變化,主要表現(xiàn)為生態(tài)條件較好區(qū)域受城市增長的負面影響較大,而生態(tài)條件相對薄弱區(qū)域的生態(tài)建設(shè)在城市增長中得到加強。

(2)生態(tài)用地的空間形態(tài)變化不大,但空間分布趨于分散。生態(tài)用地增加以新生模式和擴展模式為主,進一步呈離心分布并向外圍延伸；生態(tài)用地減少則從消亡模式為主轉(zhuǎn)向分裂模式和收縮模式為主,表明在后期的城市增長中更加重視生態(tài)保護與建設(shè),兼顧了生態(tài)用地與建設(shè)用地的統(tǒng)籌規(guī)劃與布局。

(3)建設(shè)用地與生態(tài)用地的可達性整體偏低,2000—2010年,新增建設(shè)用地周圍的生態(tài)用地建設(shè)滯后,可達性的低等級占比高于既有建設(shè)用地,可達性高值區(qū)域零散分布在中心區(qū)域。2010—2020年,隨著建設(shè)用地與生態(tài)用地同步建設(shè)逐漸得到重視,新增建設(shè)用地可達性的較高等級占比高于既有建設(shè)用地,可達性較高區(qū)域的空間分布更加均勻化。