北京城市土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效演變特征

陽文銳

北京市城市規(guī)劃設(shè)計研究院,北京 100045

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北京城市土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效演變特征

陽文銳*

北京市城市規(guī)劃設(shè)計研究院,北京 100045

城市的發(fā)展依賴于土地復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)提供各項的生態(tài)服務(wù)功能,其產(chǎn)出是生態(tài)服務(wù)功效,可分為正向和負向的服務(wù)功效?？焖俚某鞘谢瘜?dǎo)致的土地利用變化影響了土地的生態(tài)服務(wù)功效。在GIS平臺的支持下,基于遙感影像和城市社會經(jīng)濟發(fā)展數(shù)據(jù),以特大城市北京為案例城市,建立了基于正向和負向生態(tài)功效的空間指標體系,采用劃分單元空間網(wǎng)格評價方法,評估了上一版城市總體規(guī)劃實施以來土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效的變化特征。研究表明由于城市化的快速發(fā)展影響了土地的復(fù)合生態(tài)功效,2003—2011 年城市土地復(fù)合生態(tài)功效評價結(jié)果顯示,土地的生態(tài)服務(wù)負功效在增長,而正功效在不斷減少,2003年土地正負服務(wù)功效空間分別為57.7%和42.3%, 2011年則分別為51.3%和48.7%。2003年的生態(tài)服務(wù)負功效空間以中心城為核心,成放射狀向新城輻射；而2011年生態(tài)服務(wù)負功效空間以中心城為核心向外呈餅狀蔓延；外延式的城市發(fā)展空間發(fā)展模式是導(dǎo)致負功效增長的主要因素。為建設(shè)良好的城市生態(tài)環(huán)境,需要在未來的城市規(guī)劃和管理中,重視非建設(shè)用地的生態(tài)功能管理,引導(dǎo)外部生態(tài)空間滲入城市,強化土地生態(tài)服務(wù)功能；同時優(yōu)化城鄉(xiāng)結(jié)合部的用地結(jié)構(gòu),保育郊區(qū)的生態(tài)環(huán)境。

復(fù)合生態(tài); 土地利用; 生態(tài)服務(wù)功效; 北京

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能是生態(tài)系統(tǒng)與生態(tài)過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環(huán)境條件與效用[1-2],土地利用/土地覆蓋變化通過改變生物多樣性、改變生態(tài)系統(tǒng)過程和改變生境而影響著生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能[3]。我國作為世界上成長最快的經(jīng)濟體,城鎮(zhèn)化發(fā)展迅速,城鎮(zhèn)化率由1978年的17.92%上升到2012年的52.57%[4]。根據(jù)聯(lián)合國的預(yù)測,到2020年我國超過一半的人口將居住在城鎮(zhèn)地區(qū)[5]。城市化進程中的土地利用變化嚴重影響了自然對于城市的生態(tài)服務(wù)功能,產(chǎn)生了一系列生態(tài)環(huán)境問題[6- 8],而這些受損的生態(tài)服務(wù)功能也對城市化進程形成了約束[9]。同時由于城市地區(qū)的生態(tài)占用不斷增加,需要的自然生態(tài)支撐強度越來越大。以人類活動為主要特征的城市復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展,依賴于自然為城市提供的生態(tài)服務(wù),以及人類對這種生態(tài)服務(wù)功能的保育和優(yōu)化,特別是土地的生態(tài)服務(wù)[10]。

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能在一定的時空范圍內(nèi)為人類提供的產(chǎn)出構(gòu)成生態(tài)服務(wù)功效,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的強弱取決于人類活動對生態(tài)系統(tǒng)的脅迫效應(yīng)和生態(tài)建設(shè)效果,并通過生態(tài)服務(wù)功效和生態(tài)反饋機制作用于人類活動[10]。生態(tài)服務(wù)功效可分為正功效和負功效[11]。城市土地是一類社會-經(jīng)濟-自然復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)[12]。作為一種自然資源,它為城市提供了多種生態(tài)服務(wù),包括生境孕育、資源供給、環(huán)境凈化、物質(zhì)循環(huán)、大氣調(diào)節(jié)等正向生態(tài)服務(wù)。但由于城市人類活動影響了土地復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)的演化進程,土地為城市提供的正向生態(tài)服務(wù)不斷受到人類脅迫,逐漸衰弱甚至演變成負向的生態(tài)服務(wù)。包括硬化地表覆蓋導(dǎo)致的城市熱島效應(yīng)加劇[13- 15]、地表水污染[16-17]、土地污染[18-19]、大氣污染[20]等,對人類的生存和發(fā)展形成了嚴峻的挑戰(zhàn)。

北京自上一版城市總體規(guī)劃以來,城市社會經(jīng)濟有了巨大的發(fā)展,建成區(qū)面積不斷擴大,城鄉(xiāng)土地景觀格局也發(fā)生著激烈的變化[21],城鄉(xiāng)生態(tài)系統(tǒng)面臨著巨大壓力,產(chǎn)生了諸多城市生態(tài)環(huán)境問題。如何在快速的城鎮(zhèn)化過程中保護好城市生態(tài)系統(tǒng)賴以維持的土地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能,強化其正向生態(tài)服務(wù),弱化或規(guī)避其負向的生態(tài)服務(wù)是城市規(guī)劃和管理部門必須要面對的問題。本研究以北京為主要研究對象,開展城市土地利用過程的復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效研究,摸清其演變特征,以期為城市或區(qū)域土地可持續(xù)利用和規(guī)劃提供科學(xué)的管理和決策。

1 研究資料與研究方法

1.1 數(shù)據(jù)的獲取與處理

本文使用了具有30m空間分辨率的美國陸地資源衛(wèi)星Landsat TM 影像,2003年和2011年兩景數(shù)據(jù),軌道號123/32,數(shù)據(jù)質(zhì)量較好,云量低,采用Erdas Imagine 9.0遙感處理軟件對TM影像進行大氣校正、幾何校正、圖像增強、合成等過程,將影像與北京地形圖(1∶1萬)進行地理坐標配準后,采用監(jiān)督分類和目視修正相結(jié)合的方法,進行用地分類解譯,對分類后的影響進行分類精度評估,總體精度高于最低允許精度要求,在Arcgis 9.3中進行計算并制作專題圖用于空間分析(圖1)。

其他數(shù)據(jù)來源于北京市城市總體規(guī)劃(2004年—2020年),北京市統(tǒng)計年鑒(2004—2012)。

圖1 北京市2003—2011年土地利用類型圖Fig.1 Beijing′s land use types from 2003 to 2011

1.2 研究方法

1.2.1 評價指標和計算方法

指標體系的選取遵從全面性、客觀性、可測性、可獲得性和可操作性的原則,將評價指標體系分為三級指標,第三級指標分為屬性指標和度量指標,度量指標直接對應(yīng)于屬性指標,用于表征土地生態(tài)服務(wù)的類型和特征。指標的選取充分考慮空間的可表達性,盡量將土地的復(fù)合生態(tài)服務(wù)進行空間的表達。所以本文對土地的生態(tài)服務(wù)功效評價選取了如下指標(表1)：

表1 土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效評價指標

以上各個指標的權(quán)重通過專家群決策打分,通過構(gòu)造判斷矩陣后進行層次分析法計算,通過一致性檢驗后確定各個指標的權(quán)重[22-23]。

1.2.2 指標標準化方法

式中,Si為指標標準化值,max(index)為指標最大值, min(index)為指標最小值,indexi為第i個指標值

生態(tài)服務(wù)正效應(yīng)指數(shù)為：

Service_positive=∑pi×Si

生態(tài)服務(wù)負效應(yīng)指數(shù)為：

Service_negative=∑pi×Si

復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效綜合指數(shù)為：

Service_total=ppositive×Service_positive-pnegative×Service_negative

式中,Service_positive為正效應(yīng)綜合指數(shù),Service_negative為負效應(yīng)綜合指數(shù),pi為第i個指標的權(quán)重,Si為第i個指標的標準化值；ppositive為正功效權(quán)重,pnegative為負功效權(quán)重。

1.2.3 空間分析方法

在GIS Arcinfo 9.3平臺下,采用Arctoolbox中的create fishnet工具將市域土地劃分為1km×1km的單元網(wǎng)格,統(tǒng)計每個單元格內(nèi)的生態(tài)服務(wù)評價指標,并進行綜合計算。

2 結(jié)果與分析

2.1 土地生態(tài)服務(wù)正功效

2.1.1 水源涵養(yǎng)

利用2003年和2011年的遙感影像,采用MNDWI(modified normalized difference water index)指數(shù)提取水體被認為是當前較好的指標[24],能很好的消除建筑陰影對于水體的影響,該研究中采用文獻[24]的方法分別提取了2003年和2011年同期的水體MNDWI指數(shù),將MNDWI經(jīng)過網(wǎng)格標準化處理后,形成1km2的單元網(wǎng)格(圖2)。結(jié)果表明,2003—2011年市域水面面積是呈現(xiàn)增長趨勢,2003年全市域?qū)嶋H水體面積約165.6km2；2011年市域?qū)嶋H水體面積約192.3km2。根據(jù)北京水資源公報,2003年和2011年北京市地表水資源總量為分別為6.1億m3和9.2億m3。用水體水面比率衡量市域水源涵養(yǎng)能力,說明市域的2003—2011年市域水源涵養(yǎng)量是增加的,導(dǎo)致水資源量增加的因素一方面可能與氣候有關(guān),2003年是繼1999年之后的干旱年[25],降水量的減少導(dǎo)致水資源蓄積量相比2011年減少。此外南水北調(diào)水的補給也可能是水體增加的因素[26]。

圖2 2003—2011年水體標準化指數(shù)圖Fig.2 Standardized index of water body from 2003 to 2011

2.1.2 生物多樣性維持及氣候調(diào)節(jié)

植被覆蓋度指示了植被的茂密程度及植物進行光合作用面積的大小,是反映地表植被群落生長態(tài)勢的重要指標和描述生態(tài)系統(tǒng)的重要基礎(chǔ)[27]。生物棲息地環(huán)境的質(zhì)量決定著生物多樣性的維持[28],即良好的植被覆蓋。同時植被覆蓋也影響著區(qū)域氣候[29],植被覆蓋變化通過改變地表反照率、粗糙度和土壤濕度等地表屬性,從而影響輻射平衡、水分平衡等過程,最終可以導(dǎo)致區(qū)域降水、環(huán)流形勢及大氣溫度、濕度等氣候變化。因此對于生物多樣性維持和氣候調(diào)節(jié)的指標,本研究采用植被覆蓋指數(shù)來表征。表征植被狀況的指數(shù)較多,但NDVI指數(shù)是最為廣泛應(yīng)用的指數(shù)之一,在植被遙感中,對于Landsat 5而言,NDVI的計算方法已經(jīng)廣為應(yīng)用,此處不再具體表述。NDVI指數(shù)也用于計算植被覆蓋度,本文利用像元二分模型估算研究區(qū)的植被覆蓋度,計算方法見參考文獻[30-31],將植被覆蓋標準化處理之后見圖3。2003—2011年全市的植被覆蓋狀況在不斷提高,特別是山區(qū)的植被覆蓋提高很明顯。平原地區(qū)的植被覆蓋度2011年也比2003年有了很大的改善,以六環(huán)內(nèi)城市地區(qū)為例,2003年至2011年,植被覆蓋率由31.6%提高到38.9%,而且二環(huán)、三環(huán)內(nèi)的植被覆蓋提高更為顯著。

圖3 2003—2011年植被覆蓋標準化指數(shù)圖Fig.3 Standardized index of plant cover from 2003 to 2011

2.1.3 生物質(zhì)生產(chǎn)

采用CASA模型估算2003年和2011年北京市域植被凈初級生產(chǎn)力,數(shù)據(jù)采用的是美國NASA的EOS/MODIS遙感影像,空間分辨率為250m,植被類型圖為林業(yè)局提供,氣象數(shù)據(jù)來自于中國氣象科學(xué)數(shù)據(jù)共享網(wǎng),采用參考文獻[32-33]中的估算方法,分析了市域生態(tài)系統(tǒng)的植被凈初級生產(chǎn)力。分析表明,2003—2011年生態(tài)系統(tǒng)的植被凈初級生產(chǎn)力呈現(xiàn)下降趨勢,2003年植被凈初級生產(chǎn)力最大值為5096 gC m-2a-1,平均凈初級生產(chǎn)力2786 gC m-2a-1；而2011年為4611 gC m-2a-1,平均凈初級生產(chǎn)力2515 gC m-2a-1；最大的植被凈初級生產(chǎn)力主要分布于山區(qū),由于城市化的擴張,土地利用變化導(dǎo)致生物質(zhì)生產(chǎn)用地不斷向城市建設(shè)用地轉(zhuǎn)變,導(dǎo)致土地的生物質(zhì)生產(chǎn)能力下降,雖然全市植被覆蓋度有不斷提高的趨勢,而且近年來實施了百萬畝造林工程,但是由于人工林種植單一,群落結(jié)構(gòu)簡單,導(dǎo)致植被凈初級生產(chǎn)力下降。

凈初級生產(chǎn)力經(jīng)過標準化處理后見上圖4,由圖可以看出,平原地區(qū)的植被凈初級生產(chǎn)力是隨著城市化的擴張是不斷下降的,而且低生產(chǎn)力的地區(qū)由2003年的城市中心向四周不斷擴張,市域植被生態(tài)系統(tǒng)凈初級生產(chǎn)力在不斷下降。

圖4 2003—2011年植被凈初級生產(chǎn)力標準化指數(shù)圖Fig.4 Standardized index of NPP from 2003 to 2011

2.1.4 景觀生態(tài)過程與功能支撐

景觀生態(tài)過程與景觀的功能連接度依賴于景觀的結(jié)構(gòu)連接度,景觀連通性是表征景觀尺度上各景觀組分之間的連續(xù)性程度。景觀蔓延度用來表征同一斑塊類型的聚集程度,與景觀連接度相關(guān)聯(lián)[34],本研究用景觀蔓延度指數(shù)表征景觀的連通性,采用移動窗口算法,在Fragstats 3.3軟件的支持下,計算全市的景觀蔓延度指數(shù)(CONTAG)。將蔓延度指數(shù)標準化后(圖5). 結(jié)果表明,從2003—2011年,在市域景觀水平尺度的連通性差異并不十分明顯,景觀連通性差的地方主要在中心城外圍的城鄉(xiāng)結(jié)合部地區(qū),該趨勢隨著城市規(guī)模增大逐漸向外部擴張。2003—2011年,中心城地區(qū)的景觀連通性差異比較明顯,隨著朝陽、通州地區(qū)的城市建設(shè),建設(shè)用地向城市東部蔓延趨勢明顯,導(dǎo)致該景觀差異的原因在于建設(shè)用地規(guī)模的擴大,生態(tài)用地向建設(shè)用地轉(zhuǎn)變的同時,促進了連片式的建設(shè)用地開發(fā),建設(shè)用地景觀不斷蔓延,此過程而割斷了中心城地區(qū),如第一道綠色隔離地區(qū)的生態(tài)用地之間的連通性,該過程對于景觀的生態(tài)過程和功能將產(chǎn)生影響,如水文生態(tài)過程、生物棲息地變化等。

圖5 2003—2011年景觀連通性標準化指數(shù)圖Fig.5 standardized index of landscape connectivity from 2003 to 2011

2.1.5 生態(tài)邊緣效應(yīng)

邊緣效應(yīng)理論認為,景觀中斑塊邊緣部分由于受外圍影響而表現(xiàn)出與斑塊中心部分不同的生態(tài)學(xué)特征,斑塊邊緣部分往往具有較高的物種豐富度和初級生產(chǎn)力。相同面積的斑塊,其形態(tài)越狹長或邊界越復(fù)雜,其邊緣效應(yīng)也越強[10]。以斑塊邊長和斑塊面積比值的大小作為邊緣效應(yīng)的大小。運用Fragstats軟件,移動窗口算法計算景觀水平的景觀周長面積比,表征景觀的邊緣效應(yīng)。經(jīng)過標準化后見圖6所示。

圖6 2003—2011年景觀邊緣效應(yīng)標準化指數(shù)圖Fig.6 Standardized index of landscape edge effect from 2003 to 2011

分析結(jié)果表明,2003—2011年景觀的邊緣效應(yīng)高的地區(qū)都集中在中心城外圍至城市六環(huán)之間的城鄉(xiāng)結(jié)合部,而且2003年較2011年要更為集中,城鄉(xiāng)結(jié)合部地區(qū)景觀組分多樣,建設(shè)用地和生態(tài)用地類型在此區(qū)域均呈現(xiàn)出交錯態(tài)勢,與中心城區(qū)大范圍的建設(shè)用地分布不同,此區(qū)域景觀類型復(fù)雜多樣化,導(dǎo)致景觀的邊緣效應(yīng)呈現(xiàn)出與遠郊山區(qū)和城市中心的邊緣效應(yīng)不同的特征。2011年城鄉(xiāng)結(jié)合部地區(qū)由于不斷城市化,邊緣效應(yīng)也相應(yīng)的減小而向外延伸。

2.2 土地生態(tài)服務(wù)負功效

2.2.1 污染物廊道

汽車尾氣是城市大氣污染的重要來源,有研究表明北京城區(qū)CO,HC和NOx的排放總量中,汽車源排放分擔(dān)率分別為78%,83%和46%[35]。街道大氣環(huán)境中NOx和CO日均濃度遠遠超過國家大氣環(huán)境質(zhì)量二級標準[36]。郭宇宏等對烏魯木齊市春節(jié)機動車停運期間的大氣環(huán)境質(zhì)量的研究表明,機動車流量下降之后,PM2.5、PM10、SO2、NO2和CO 5項大氣污染物濃度分別比之前下降44.2%、49.3%、54.5%、28.2%和3.7%[37]。

圖7 2003—2011年城市污染物廊道標準化指數(shù)圖Fig.7 Standardized index of pollutant corridor from 2003 to 2011

由于本研究受到數(shù)據(jù)來源的限制,城市大氣污染物廊道的狀況采用道路交通網(wǎng)的占地來指示,即假設(shè)道路面積和密度越大,汽車排放的尾氣也越大。結(jié)果標準化之后見(圖7)所示。

結(jié)果表明,2003年城市道路廊道的規(guī)模小,而且道路網(wǎng)絡(luò)的高密度的空間范圍集中于中心城地區(qū)、通州,大興、豐臺、順義、昌平地區(qū)。但2011年時,道路網(wǎng)絡(luò)密度增加,中心城建設(shè)強度增加,以攤大餅的形態(tài)向四周外擴張,中新城規(guī)模擴大的同時與東部通州、東南部大興以及西北部昌平的交通聯(lián)系更加緊密,道路網(wǎng)絡(luò)密度增加,同時小汽車的數(shù)量也在不斷增長,2003年北京機動車數(shù)量近200萬輛,至2011年,城市機動車數(shù)量已經(jīng)超過520萬輛,交通廊道密度的增加及機動車量的增加成為影響城市大氣環(huán)境質(zhì)量的重要因素。

2.2.2 城市熱環(huán)境

城市熱環(huán)境的優(yōu)劣影響著城市局地環(huán)境的舒適、安全與能耗,但過量的熱量產(chǎn)生熱島效應(yīng)。城市熱島是指城市地區(qū)整體或局部溫度高于周圍地區(qū),溫度較高的城市地區(qū)被溫度較低的郊區(qū)所包圍或部分包圍的現(xiàn)象。在本研究中,采用了遙感反演地表溫度的方法,應(yīng)用同期的TM影像,反演地表溫度,并表征區(qū)域的熱島等級,反映城市熱環(huán)境。具體反演方法及熱島表征方法見文獻[30]。

熱島強度等級標準化之后見圖8。結(jié)果表明,2003年市域的城市熱島效應(yīng)并不突出,市域高溫區(qū)分布于山區(qū)的植被覆蓋低的地區(qū)以及延慶地區(qū),但城市內(nèi)部熱島特征表現(xiàn)并不明顯,但至2011年時,城市熱島特征已經(jīng)十分明顯,平原地區(qū)的中心城地區(qū),大興、豐臺、房山、順義都出現(xiàn)高等級的熱島斑塊,而且中心城地區(qū)的高等級熱島斑塊基本能連成一片,形成空間集聚效應(yīng)。城市熱島效應(yīng)的增強將會改變城市范圍的氣候特征,影響城市生態(tài)環(huán)境質(zhì)量。

圖8 2003—2011年北京熱島強度標準化圖Fig.8 Standardized index of city heat island in summer from 2003 to 2011

2.2.3 景觀破碎

景觀斑塊數(shù)量、景觀斑塊大小以及景觀斑塊密度都可以用來指針景觀的破碎化程度[38]。本研究的景觀破碎化程度采用斑塊密度來指示,即單位面積內(nèi)景觀斑塊的數(shù)量。對于自然生態(tài)系統(tǒng)景觀破碎化的程度反映了干擾強度,干擾的強度和頻率,景觀破碎化程度越高,斑塊數(shù)量越大,平均斑塊大小變小,斑塊密度增加。

圖9是經(jīng)過標準化后的2003—2011年的景觀斑塊密度的空間分布圖,從分析圖可以看出,2003年中心城外圍地區(qū)城鄉(xiāng)結(jié)合部的景觀斑塊密度高,即景觀破碎化程度高,反映了人類活動對該地區(qū)干擾的強度,城鄉(xiāng)結(jié)合部的土地利用類型復(fù)雜,是城市-自然的過渡地帶,景觀類型多樣化是因為受到人類活動的干擾,而且社會經(jīng)濟活動頻繁,導(dǎo)致各種類型的景觀組分鑲嵌,形成了大小不一的各類景觀類型,導(dǎo)致該地區(qū)的破碎化程度高,城市中心地區(qū)由于景觀類型基本由建設(shè)用地組成,類型單一,因此破碎化程度低；城鄉(xiāng)結(jié)合部之外的山區(qū)也因為大量的生態(tài)用地類型形成了大型的景觀基底,而且人類活動干擾有限,破碎化程度也較低。2011年,城市建設(shè)用地規(guī)模進一步增大,相比2003年,中心城地區(qū)的建設(shè)用地不斷向外擴張,形成了以中心城地區(qū)為圓心的攤大餅擴張形態(tài),建設(shè)用地不斷的整合和擴張導(dǎo)致原來中心城地區(qū)破碎化程度低的地區(qū)繼續(xù)擴大,而景觀破碎化程度高的地區(qū)同樣還在中心城外圍地區(qū),而且該圈層相比2003年有所擴大,即隨著中心城規(guī)模的擴大,城鄉(xiāng)結(jié)合部也在向外擴大。2011年景觀破碎化高的地區(qū)除城鄉(xiāng)結(jié)合部之外,近郊的順義、豐臺、大興以及遠郊地區(qū)懷柔、密云、平谷地區(qū)的破碎化程度也在逐漸升高。

圖9 2003—2011年市域景觀破碎化標準化指數(shù)圖Fig.9 Standardized index of landscape fragment from 2003 to 2011

2.2.4 溫室氣體排放

城市溫室氣體排放量與能源的消耗量緊密關(guān)聯(lián)的,但由于溫室氣體排放很難以用空間的圖示進行表達,因此本研究中,用能源消耗的大戶工業(yè)用地的占比來指示溫室氣體排放強度。將工業(yè)用地分布圖標準化后見圖10,結(jié)果顯示,2003年至2011年工業(yè)用地數(shù)量增加,增長面積120km2,空間分布更加分散。根據(jù)統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示[39],2003年城市三次產(chǎn)業(yè)的比重為2.6∶35.8∶61.6,城市能源消費總量4648萬t標準煤,其中第二產(chǎn)業(yè)消費能源2615萬t標準煤,占當年能源消費總量的55.5%。至2011年,三次產(chǎn)業(yè)的比重則為0.8∶23.1∶76.1,城市能源消費總量6995萬t標準煤,其中第二產(chǎn)業(yè)消費能源2489萬t標準煤,占能源消費總量的35.6%,盡管第二次產(chǎn)業(yè)的比重在逐漸下降,但是工業(yè)一直是城市能源消費大戶。盡管工業(yè)用能效率在逐年提高,但工業(yè)用地的增加也帶動了其配套和服務(wù)產(chǎn)業(yè)的形成,促進了第三產(chǎn)業(yè)能耗的不斷增加。

圖10 2003—2011年工業(yè)用地標準化指數(shù)圖Fig10 Standardized index of industrial land from 2003 to 2011

2.3 土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效

通過層次分析法確定的各個圖層權(quán)重,在GIS平臺下疊加各個圖層,最終分析結(jié)果如上圖11土地利用復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效圖。分析結(jié)果表明,2003年復(fù)合生態(tài)服務(wù)負功效的空間占全市域的42.3%,正功效的空間為57.7%；2011年復(fù)合生態(tài)服務(wù)負功效的空間占全市域面積的48.7%,正功效空間占51.3%。城市化進程導(dǎo)致市域土地生態(tài)服務(wù)負功效不斷增加,正功效減少。從空間分布看,2003年的復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效負空間以中心城為核心,成放射狀向新城輻射,城市化地區(qū)土地生態(tài)服務(wù)功效普遍低下。2011年的復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效負空間形態(tài)相比2003年較為模糊,負功效空間向東南部通州、大興以及西北部海淀山后、昌平地區(qū)蔓延,同時中心城向機場方向的負功效空間也不斷增強。因城市化快速向外蔓延,土地利用變化大,中心城和城鄉(xiāng)結(jié)合部土地的復(fù)合生態(tài)功效迅速下降,基本呈現(xiàn)餅狀蔓延。同時,由于加強了西部山區(qū)的生態(tài)保護措施,山區(qū)的植被覆蓋、景觀連通性以及改善城市熱環(huán)境能力的提升,山區(qū)的復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效有所上升。

圖11 2003—2011年北京市土地利用復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效圖Fig.11 Land complex eco-service efficiency of Beijing area from 2003 to 2011

3 結(jié)論與討論

從生態(tài)服務(wù)功效評價結(jié)果分析來看,2003—2011年,因城市的無序擴張,導(dǎo)致了市域生態(tài)用地不斷被城市占用,復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效降低。2003—2011年,北京市域城市建設(shè)用地增長近3%,相應(yīng)地非建設(shè)用地類型中耕地和林地的比率減少近3%。而北京六環(huán)內(nèi)地區(qū)是城市發(fā)展最為快速的地區(qū),城市六環(huán)內(nèi)建設(shè)用地的面積比例增長近10%；耕地的面積減少近10%[21]。建設(shè)用地由中心城地區(qū)向外不斷蔓延,這個過程以生態(tài)空間的不斷占用為主,由此引發(fā)了多種生態(tài)環(huán)境效應(yīng),導(dǎo)致2011年復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效要比2003年低。2004年—2020年北京城市總體規(guī)劃提出“兩軸兩帶多中心”的城市空間形態(tài),從本研究復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效分析的角度來看,西部山區(qū)生態(tài)涵養(yǎng)帶的規(guī)劃設(shè)想基本實現(xiàn),但平原地區(qū)城市發(fā)展呈現(xiàn)出攤大餅的空間形態(tài),土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)負功效不斷增加。城市發(fā)展重視建設(shè)用地規(guī)劃而忽視了非建設(shè)用地的生態(tài)功能,土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效的提升有賴于與建設(shè)用地規(guī)劃相對應(yīng)的非建設(shè)用地的結(jié)構(gòu)和功能的共軛生態(tài)規(guī)劃[40]。

從生態(tài)服務(wù)功效空間分布來看,平原地區(qū)中心城范圍土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效低。當前中心城規(guī)模太大,而且城市外延式的發(fā)展導(dǎo)致中心城和周邊新城之間的界限模糊,缺少大型生態(tài)基礎(chǔ)設(shè)施,中心城與新城之間基本連成一片,盡管在城市總體規(guī)劃中規(guī)劃保留第一道和第二道綠化隔離帶,但總體規(guī)劃實施以來,由于規(guī)劃實施力度和生態(tài)補償機制不完善,綠化隔離地區(qū)的生態(tài)空間也不斷遭到侵占或破碎化程度增加,而造成熱島效應(yīng)增強[30]、道路交通污染排放量增加[41]。2003—2011年的土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效分析表明,城鄉(xiāng)結(jié)合部景觀破碎化程度高、景觀連通性差、邊緣效應(yīng)低,城鄉(xiāng)結(jié)合部在阻止城市蔓延和引導(dǎo)城市蔓延兩方面起著同樣的作用,如果在城鄉(xiāng)結(jié)合部之間通過法定規(guī)劃確定大型生態(tài)用地,保持永久性的生態(tài)空間,將對抑制城市向外與新城連成一片起到積極作用,同時對于提升土地生態(tài)服務(wù)功能起著重要作用。此外,可以通過以綠色和藍色空間的形式(綠楔、綠廊、綠帶)楔入或滲入城市建成區(qū)內(nèi)的紅色(建筑物、構(gòu)筑物占地)和灰色空間(交通用地、廢棄地和閑置荒地)中,擴大綠色和紅色空間的邊緣效應(yīng),改善景觀多樣性,強化生態(tài)服務(wù)功能[42]。

本文通過建立空間指標來評價城市化土地利用的生態(tài)服務(wù)功效變化,從城市生態(tài)環(huán)境保護的角度來審視過去的城市發(fā)展,用于指導(dǎo)城市未來的空間發(fā)展。但本研究也存在一定的局限性。

(1)建立的評價指標體系還需要進一步完善,指標體系的完整性與否直接影響到最終的評價結(jié)果。由于受到數(shù)據(jù)和資料可獲得性的限制,該指標體系尚未能完整的涵蓋所有生態(tài)服務(wù)功能的類型,但相比傳統(tǒng)的生態(tài)服務(wù)價值量的評價方法而言,該方法具有更實用性的特點。

(2)評價數(shù)據(jù)的準確性。本研究的數(shù)據(jù)來源主要來源于不同的空間數(shù)據(jù),由于原始數(shù)據(jù)精度的限制,有可能對評價結(jié)果產(chǎn)生一定的影響。

(3)研究的尺度大小還需要進一步探討。采用劃分網(wǎng)格的方法評價每個網(wǎng)格單元內(nèi)土地生態(tài)服務(wù)的變化是本研究的特色,但不同網(wǎng)格大小研究結(jié)果是否存在較大的差異性,是否有最優(yōu)的尺度,還需要進一步深入研究。

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Characteristics of complex eco-service efficiency changes of urban land use in Beijing, China

YANG Wenrui*

BeijingMunicipalInstituteofCityPlanning&Design,Beijing100045,China

Land is a complex ecosystem that provides various ecosystem service functions that are necessary and important for the development of sustainable cities. For rapid urbanization and industrialization, considerable areas of eco-service land have been utilized for urban construction, resulting in serious ecological and environmental issues, such as deteriorated urban heat islands, soil erosion, air and water pollution, and decreased biodiversity, which seriously challenge the sustainable development capacity. The output of natural eco-service function is eco-efficiency, and it can be divided into positive and negative eco-services; positive eco-services could create the basis of harmony and a comfortable environment; however, negative eco-services could impede sustainable development. Urban land use and cover change are often responsible for increasing negative eco-services. To understand the process of how eco-service efficiency changes with the implementation of city master plans, this paper took Beijing as a case study based on GIS and RS technology, with the support of socioeconomic data, methods grid analyses, and complex ecological assessments, and established spatial indexes for a complex eco-efficiency assessment from both positive and negative aspects. The results showed that during the period from 2003 to 2011, when the last city master plan was being implemented, the negative eco-service efficiency of the urban land increased from 42.3% to 48.7%, and correspondingly, the positive eco-service efficiency decreased from 57.7% to 51.3%. In the last eight years, the center of Beijing City continued expanding outwards at the expense of eco-service lands, resulting in increasing negative eco-service efficiency. To create a livable and sustainable city, it was suggested that the Department of City Planning and Management should develop a strategic plan to effectively manage the city development, especially, to clearly determine the urban spatial structure. Furthermore, it is essential to strengthen the complex eco-service efficiency of the land by optimizing land use structure in urban and rural areas, and efficiently conserve the rural natural environment.

complex ecosystem; land use; eco-service efficiency; Beijing

國家自然科學(xué)基金資助項目(41101540)

2016- 07- 22;

2016- 09- 07

10.5846/stxb201607221494

*通訊作者Corresponding author.E-mail: oydragon@163.com

陽文銳.北京城市土地復(fù)合生態(tài)服務(wù)功效演變特征.生態(tài)學(xué)報,2017,37(12):4169- 4181.

Yang W R.Characteristics of complex eco-service efficiency changes of urban land use in Beijing, China.Acta Ecologica Sinica,2017,37(12):4169- 4181.