北京城市土地復合生態服務功效演變特征

陽文銳

北京市城市規劃設計研究院,北京 100045

?

北京城市土地復合生態服務功效演變特征

陽文銳*

北京市城市規劃設計研究院,北京 100045

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

復合生態; 土地利用; 生態服務功效; 北京

生態系統服務功能是生態系統與生態過程所形成及所維持的人類賴以生存的自然環境條件與效用[1-2],土地利用/土地覆蓋變化通過改變生物多樣性、改變生態系統過程和改變生境而影響著生態系統的服務功能[3]。我國作為世界上成長最快的經濟體,城鎮化發展迅速,城鎮化率由1978年的17.92%上升到2012年的52.57%[4]。根據聯合國的預測,到2020年我國超過一半的人口將居住在城鎮地區[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服務功能,產生了一系列生態環境問題[6- 8],而這些受損的生態服務功能也對城市化進程形成了約束[9]。同時由于城市地區的生態占用不斷增加,需要的自然生態支撐強度越來越大。以人類活動為主要特征的城市復合生態系統的可持續發展,依賴于自然為城市提供的生態服務,以及人類對這種生態服務功能的保育和優化,特別是土地的生態服務[10]。

生態系統服務功能在一定的時空范圍內為人類提供的產出構成生態服務功效,生態系統服務功能的強弱取決于人類活動對生態系統的脅迫效應和生態建設效果,并通過生態服務功效和生態反饋機制作用于人類活動[10]。生態服務功效可分為正功效和負功效[11]。城市土地是一類社會-經濟-自然復合生態系統[12]。作為一種自然資源,它為城市提供了多種生態服務,包括生境孕育、資源供給、環境凈化、物質循環、大氣調節等正向生態服務。但由于城市人類活動影響了土地復合生態系統的演化進程,土地為城市提供的正向生態服務不斷受到人類脅迫,逐漸衰弱甚至演變成負向的生態服務。包括硬化地表覆蓋導致的城市熱島效應加劇[13- 15]、地表水污染[16-17]、土地污染[18-19]、大氣污染[20]等,對人類的生存和發展形成了嚴峻的挑戰。

北京自上一版城市總體規劃以來,城市社會經濟有了巨大的發展,建成區面積不斷擴大,城鄉土地景觀格局也發生著激烈的變化[21],城鄉生態系統面臨著巨大壓力,產生了諸多城市生態環境問題。如何在快速的城鎮化過程中保護好城市生態系統賴以維持的土地生態系統服務功能,強化其正向生態服務,弱化或規避其負向的生態服務是城市規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合生態服務功效研究,摸清其演變特征,以期為城市或區域土地可持續利用和規劃提供科學的管理和決策。

1 研究資料與研究方法

1.1 數據的獲取與處理

本文使用了具有30m空間分辨率的美國陸地資源衛星Landsat TM 影像,2003年和2011年兩景數據,軌道號123/32,數據質量較好,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,采用監督分類和目視修正相結合的方法,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)。

其他數據來源于北京市城市總體規劃(2004年—2020年),北京市統計年鑒(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,度量指標直接對應于屬性指標,用于表征土地生態服務的類型和特征。指標的選取充分考慮空間的可表達性,盡量將土地的復合生態服務進行空間的表達。所以本文對土地的生態服務功效評價選取了如下指標(表1)：

表1 土地復合生態服務功效評價指標

以上各個指標的權重通過專家群決策打分,通過構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

生態服務正效應指數為：

Service_positive=∑pi×Si

生態服務負效應指數為：

Service_negative=∑pi×Si

復合生態服務功效綜合指數為：

Service_total=ppositive×Service_positive-pnegative×Service_negative

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

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的單元網格,統計每個單元格內的生態服務評價指標,并進行綜合計算。

2 結果與分析

2.1 土地生態服務正功效

2.1.1 水源涵養

利用2003年和2011年的遙感影像,采用MNDWI(modified normalized difference water index)指數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,將MNDWI經過網格標準化處理后,形成1km2的單元網格(圖2)。結果表明,2003—2011年市域水面面積是呈現增長趨勢,2003年全市域實際水體面積約165.6km2；2011年市域實際水體面積約192.3km2。根據北京水資源公報,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能力,說明市域的2003—2011年市域水源涵養量是增加的,導致水資源量增加的因素一方面可能與氣候有關,2003年是繼1999年之后的干旱年[25],降水量的減少導致水資源蓄積量相比2011年減少。此外南水北調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節

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勢的重要指標和描述生態系統的重要基礎[27]。生物棲息地環境的質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,最終可以導致區域降水、環流形勢及大氣溫度、濕度等氣候變化。因此對于生物多樣性維持和氣候調節的指標,本研究采用植被覆蓋指數來表征。表征植被狀況的指數較多,但NDVI指數是最為廣泛應用的指數之一,在植被遙感中,對于Landsat 5而言,NDVI的計算方法已經廣為應用,此處不再具體表述。NDVI指數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,特別是山區的植被覆蓋提高很明顯。平原地區的植被覆蓋度2011年也比2003年有了很大的改善,以六環內城市地區為例,2003年至2011年,植被覆蓋率由31.6%提高到38.9%,而且二環、三環內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圖Fig.3 Standardized index of plant cover from 2003 to 2011

2.1.3 生物質生產

采用CASA模型估算2003年和2011年北京市域植被凈初級生產力,數據采用的是美國NASA的EOS/MODIS遙感影像,空間分辨率為250m,植被類型圖為林業局提供,氣象數據來自于中國氣象科學數據共享網,采用參考文獻[32-33]中的估算方法,分析了市域生態系統的植被凈初級生產力。分析表明,2003—2011年生態系統的植被凈初級生產力呈現下降趨勢,2003年植被凈初級生產力最大值為5096 gC m-2a-1,平均凈初級生產力2786 gC m-2a-1；而2011年為4611 gC m-2a-1,平均凈初級生產力2515 gC m-2a-1；最大的植被凈初級生產力主要分布于山區,由于城市化的擴張,土地利用變化導致生物質生產用地不斷向城市建設用地轉變,導致土地的生物質生產能力下降,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,群落結構簡單,導致植被凈初級生產力下降。

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

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

2.1.4 景觀生態過程與功能支撐

景觀生態過程與景觀的功能連接度依賴于景觀的結構連接度,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,與景觀連接度相關聯[34],本研究用景觀蔓延度指數表征景觀的連通性,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(CONTAG)。將蔓延度指數標準化后(圖5). 結果表明,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結合部地區,該趨勢隨著城市規模增大逐漸向外部擴張。2003—2011年,中心城地區的景觀連通性差異比較明顯,隨著朝陽、通州地區的城市建設,建設用地向城市東部蔓延趨勢明顯,導致該景觀差異的原因在于建設用地規模的擴大,生態用地向建設用地轉變的同時,促進了連片式的建設用地開發,建設用地景觀不斷蔓延,此過程而割斷了中心城地區,如第一道綠色隔離地區的生態用地之間的連通性,該過程對于景觀的生態過程和功能將產生影響,如水文生態過程、生物棲息地變化等。

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

2.1.5 生態邊緣效應

邊緣效應理論認為,景觀中斑塊邊緣部分由于受外圍影響而表現出與斑塊中心部分不同的生態學特征,斑塊邊緣部分往往具有較高的物種豐富度和初級生產力。相同面積的斑塊,其形態越狹長或邊界越復雜,其邊緣效應也越強[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。經過標準化后見圖6所示。

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

分析結果表明,2003—2011年景觀的邊緣效應高的地區都集中在中心城外圍至城市六環之間的城鄉結合部,而且2003年較2011年要更為集中,城鄉結合部地區景觀組分多樣,建設用地和生態用地類型在此區域均呈現出交錯態勢,與中心城區大范圍的建設用地分布不同,此區域景觀類型復雜多樣化,導致景觀的邊緣效應呈現出與遠郊山區和城市中心的邊緣效應不同的特征。2011年城鄉結合部地區由于不斷城市化,邊緣效應也相應的減小而向外延伸。

2.2 土地生態服務負功效

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CO,HC和NOx的排放總量中,汽車源排放分擔率分別為78%,83%和46%[35]。街道大氣環境中NOx和CO日均濃度遠遠超過國家大氣環境質量二級標準[36]。郭宇宏等對烏魯木齊市春節機動車停運期間的大氣環境質量的研究表明,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圖Fig.7 Standardized index of pollutant corridor from 2003 to 2011

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

結果表明,2003年城市道路廊道的規模小,而且道路網絡的高密度的空間范圍集中于中心城地區、通州,大興、豐臺、順義、昌平地區。但2011年時,道路網絡密度增加,中心城建設強度增加,以攤大餅的形態向四周外擴張,中新城規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系更加緊密,道路網絡密度增加,同時小汽車的數量也在不斷增長,2003年北京機動車數量近200萬輛,至2011年,城市機動車數量已經超過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境質量的重要因素。

2.2.2 城市熱環境

城市熱環境的優劣影響著城市局地環境的舒適、安全與能耗,但過量的熱量產生熱島效應。城市熱島是指城市地區整體或局部溫度高于周圍地區,溫度較高的城市地區被溫度較低的郊區所包圍或部分包圍的現象。在本研究中,采用了遙感反演地表溫度的方法,應用同期的TM影像,反演地表溫度,并表征區域的熱島等級,反映城市熱環境。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。結果表明,2003年市域的城市熱島效應并不突出,市域高溫區分布于山區的植被覆蓋低的地區以及延慶地區,但城市內部熱島特征表現并不明顯,但至2011年時,城市熱島特征已經十分明顯,平原地區的中心城地區,大興、豐臺、房山、順義都出現高等級的熱島斑塊,而且中心城地區的高等級熱島斑塊基本能連成一片,形成空間集聚效應。城市熱島效應的增強將會改變城市范圍的氣候特征,影響城市生態環境質量。

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,即單位面積內景觀斑塊的數量。對于自然生態系統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,斑塊數量越大,平均斑塊大小變小,斑塊密度增加。

圖9是經過標準化后的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年中心城外圍地區城鄉結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干擾的強度,城鄉結合部的土地利用類型復雜,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,而且社會經濟活動頻繁,導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,導致該地區的破碎化程度高,城市中心地區由于景觀類型基本由建設用地組成,類型單一,因此破碎化程度低；城鄉結合部之外的山區也因為大量的生態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,城市建設用地規模進一步增大,相比2003年,中心城地區的建設用地不斷向外擴張,形成了以中心城地區為圓心的攤大餅擴張形態,建設用地不斷的整合和擴張導致原來中心城地區破碎化程度低的地區繼續擴大,而景觀破碎化程度高的地區同樣還在中心城外圍地區,而且該圈層相比2003年有所擴大,即隨著中心城規模的擴大,城鄉結合部也在向外擴大。2011年景觀破碎化高的地區除城鄉結合部之外,近郊的順義、豐臺、大興以及遠郊地區懷柔、密云、平谷地區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聯的,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用地的占比來指示溫室氣體排放強度。將工業用地分布圖標準化后見圖10,結果顯示,2003年至2011年工業用地數量增加,增長面積120km2,空間分布更加分散。根據統計數據顯示[39],2003年城市三次產業的比重為2.6∶35.8∶61.6,城市能源消費總量4648萬t標準煤,其中第二產業消費能源2615萬t標準煤,占當年能源消費總量的55.5%。至2011年,三次產業的比重則為0.8∶23.1∶76.1,城市能源消費總量6995萬t標準煤,其中第二產業消費能源2489萬t標準煤,占能源消費總量的35.6%,盡管第二次產業的比重在逐漸下降,但是工業一直是城市能源消費大戶。盡管工業用能效率在逐年提高,但工業用地的增加也帶動了其配套和服務產業的形成,促進了第三產業能耗的不斷增加。

圖10 2003—2011年工業用地標準化指數圖Fig10 Standardized index of industrial land from 2003 to 2011

2.3 土地復合生態服務功效

通過層次分析法確定的各個圖層權重,在GIS平臺下疊加各個圖層,最終分析結果如上圖11土地利用復合生態服務功效圖。分析結果表明,2003年復合生態服務負功效的空間占全市域的42.3%,正功效的空間為57.7%；2011年復合生態服務負功效的空間占全市域面積的48.7%,正功效空間占51.3%。城市化進程導致市域土地生態服務負功效不斷增加,正功效減少。從空間分布看,2003年的復合生態服務功效負空間以中心城為核心,成放射狀向新城輻射,城市化地區土地生態服務功效普遍低下。2011年的復合生態服務功效負空間形態相比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,中心城和城鄉結合部土地的復合生態功效迅速下降,基本呈現餅狀蔓延。同時,由于加強了西部山區的生態保護措施,山區的植被覆蓋、景觀連通性以及改善城市熱環境能力的提升,山區的復合生態服務功效有所上升。

圖11 2003—2011年北京市土地利用復合生態服務功效圖Fig.11 Land complex eco-service efficiency of Beijing area from 2003 to 2011

3 結論與討論

從生態服務功效評價結果分析來看,2003—2011年,因城市的無序擴張,導致了市域生態用地不斷被城市占用,復合生態服務功效降低。2003—2011年,北京市域城市建設用地增長近3%,相應地非建設用地類型中耕地和林地的比率減少近3%。而北京六環內地區是城市發展最為快速的地區,城市六環內建設用地的面積比例增長近10%；耕地的面積減少近10%[21]。建設用地由中心城地區向外不斷蔓延,這個過程以生態空間的不斷占用為主,由此引發了多種生態環境效應,導致2011年復合生態服務功效要比2003年低。2004年—2020年北京城市總體規劃提出“兩軸兩帶多中心”的城市空間形態,從本研究復合生態服務功效分析的角度來看,西部山區生態涵養帶的規劃設想基本實現,但平原地區城市發展呈現出攤大餅的空間形態,土地復合生態服務負功效不斷增加。城市發展重視建設用地規劃而忽視了非建設用地的生態功能,土地復合生態服務功效的提升有賴于與建設用地規劃相對應的非建設用地的結構和功能的共軛生態規劃[40]。

從生態服務功效空間分布來看,平原地區中心城范圍土地復合生態服務功效低。當前中心城規模太大,而且城市外延式的發展導致中心城和周邊新城之間的界限模糊,缺少大型生態基礎設施,中心城與新城之間基本連成一片,盡管在城市總體規劃中規劃保留第一道和第二道綠化隔離帶,但總體規劃實施以來,由于規劃實施力度和生態補償機制不完善,綠化隔離地區的生態空間也不斷遭到侵占或破碎化程度增加,而造成熱島效應增強[30]、道路交通污染排放量增加[41]。2003—2011年的土地復合生態服務功效分析表明,城鄉結合部景觀破碎化程度高、景觀連通性差、邊緣效應低,城鄉結合部在阻止城市蔓延和引導城市蔓延兩方面起著同樣的作用,如果在城鄉結合部之間通過法定規劃確定大型生態用地,保持永久性的生態空間,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服務功能起著重要作用。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內的紅色(建筑物、構筑物占地)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,改善景觀多樣性,強化生態服務功能[42]。

本文通過建立空間指標來評價城市化土地利用的生態服務功效變化,從城市生態環境保護的角度來審視過去的城市發展,用于指導城市未來的空間發展。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果。由于受到數據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服務功能的類型,但相比傳統的生態服務價值量的評價方法而言,該方法具有更實用性的特點。

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

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

[1] Daily G C. Nature′s Services: Societal Dependence on Natural Ecosystems. Washington DC: Island Press, 1997.

[2] 歐陽志云, 王效科, 苗鴻. 中國陸地生態系統服務功能及其生態經濟價值的初步研究. 生態學報, 1999, 19(5): 607- 613.

[3] 歐陽志云, 鄭華. 生態系統服務的生態學機制研究進展. 生態學報, 2009, 29(11): 6183- 6189.

[4] 黃錕. 中國城鎮化的最新進展和目標模式. 武漢大學學報: 哲學社會科學版, 2014, 67(2): 109- 116.

[5] 劉新衛, 張定祥, 陳百明. 快速城鎮化過程中的中國城鎮土地利用特征. 地理學報, 2008, 63(3): 301- 310.

[6] 黃忠華, 杜雪君. 快速城市化地區土地利用變化的生態環境效應——以杭州市中心城區為例. 水土保持通報, 2015, 35(6): 223- 229.

[7] 馮榮光, 林媚珍, 葛志鵬, 紀少婷. 快速城市化地區土地利用變化對生態服務的影響——以佛山市順德區為例. 生態科學, 2014, 33(3): 574- 579.

[8] 郭榮中, 楊敏華. 長沙-株洲-湘潭市主城區土地利用變化的生態環境效應. 水土保持通報, 2013, 33(2): 261- 264.

[9] 羅媞, 劉艷芳, 孔雪松. 中國城市化與生態環境系統耦合研究進展. 熱帶地理, 2014, 34(2): 266- 274.

[10] 王如松, 胡聃, 王祥榮, 唐禮俊. 城市生態服務. 北京: 氣象出版社, 2004.

[11] 陽文銳, 李鋒, 王如松, 熊俠仙, 劉安生. 城市土地利用的生態服務功效評價方法——以常州市為例. 生態學報, 2013, 33(14): 4486- 4494.

[12] 馬世駿, 王如松. 社會-經濟-自然復合生態系統. 生態學報, 1984, 4(1): 1- 9.

[13] Gridharan R, Ganesan S, Lau SSY. Daytime urban heat island effect in high-rise and high-density residential developments in Hong Kong. Energy and Buildings, 2004, 36(6): 525- 534.

[14] Memon R A, Leung D Y C, Liu C H. An investigation of urban heat island intensity(UHI) as an indicator of urban heating. Atmospheric Research, 2009, 94(3): 491- 500.

[15] Imhoff M L, Zhang P, Wolfe R E, Bounoua L. Remote sensing of the urban heat island effect across biomes in the continental USA. Remote Sensing of Environment, 2010, 114(3): 504- 513.

[16] Li Y, Li Y F, Qureshi S, Kappas M, Hubacek K. On the relationship between landscape ecological patterns and water quality across gradient zones of rapid urbanization in coastal China. Ecological Modelling, 2015, 318: 100- 108.

[17] Wu P L, Tan M H. Challenges for sustainable urbanization: a case study of water shortage and water environment changes in Shandong, China. Procedia Environmental Sciences, 2012, 13(3): 919- 927.

[18] Wei Y L, Bao L J, Wu C C, He Z C, Zeng E Y. Assessing the effects of urbanization on the environment with soil legacy and current-use insecticides: A case study in the Pearl River Delta, China. Science of the Total Environment, 2015, 514: 409- 417.

[19] Ma J, Liu Y, Yu G B, Li H B, Yu S, Jiang Y P, Li G L, Lin J C. Temporal dynamics of urbanization-driven environmental changes explored by metal contamination in surface sediments in a restoring urban wetland park. Journal of Hazardous Materials, 2016, 309: 228- 235.

[20] Tan P H, Chou C, Chou C C K. Impact of urbanization on the air pollution "holiday effect" in Taiwan. Atmospheric Environment, 2013, 70: 361- 375.

[21] 陽文銳. 北京城市景觀格局時空變化及驅動力. 生態學報, 2015, 35(13): 4357- 4366.

[22] 李崧, 邱微, 趙慶良, 劉正茂. 層次分析法應用于黑龍江省生態環境質量評價研究. 環境科學, 2006, 27(5): 1031- 1034.

[23] 李新, 石建屏, 曹洪. 基于指標體系和層次分析法的洱海流域水環境承載力動態研究. 環境科學學報, 2011, 31(6): 1338- 1344.

[24] 徐涵秋. 利用改進的歸一化差異水體指數(MNDWI)提取水體信息的研究. 遙感學報, 2005, 9(5): 589- 595.

[25] 北京市水務局. 北京市水資源公報2003. 北京: 北京市水務局, 2003.

[26] 北京市水務局. 北京市水資源公報2011. 北京: 北京市水務局, 2011.

[27] 穆少杰, 李建龍, 陳奕兆, 剛成誠, 周偉, 居為民. 2001—2010年內蒙古植被覆蓋度時空變化特征. 地理學報, 2012, 67(9): 1255- 1268.

[28] Wilson J W, Sexton J O, Jobe R T, Haddad N M. The relative contribution of terrain, land cover, and vegetation structure indices to species distribution models. Biological Conservation, 2013, 164: 170- 176.

[29] Rose R, Monteith D T, Henrys P, Smart S, Wood C, Morecroft M, Andrews C, Beaumont D, Benham S, Bowmaker V, Corbett S, Dick J, Dodd B, Dodd N, Flexen M, McKenna C, McMillan S, Pallett D, Rennie S, Sch?fer S, Scott T, Sherrin L, Turner A, Watson H. Evidence for increases in vegetation species richness across UK Environmental Change Network sites linked to changes in air pollution and weather patterns. Ecological Indicators, 2016, 68: 52- 62.

[30] 陽文銳, 李鋒, 何永. 2003—2011年夏季北京城市熱景觀變化特征. 生態學報, 2014, 34(15): 4390- 4399.

[31] 王浩, 李文龍, 杜國禎, 朱曉麗. 基于3s技術的甘南草地覆蓋度動態變化研究. 草業學報, 2012, 21(3): 26- 37.

[32] 湯潔, 姜毅, 李昭陽, 張楠, 胡猛. 基于CASA模型的吉林西部植被凈初級生產力及植被碳匯量估測. 干旱區資源與環境, 2013, 27(4): 1- 7.

[33] 朱文泉, 潘耀忠, 張錦水. 中國陸地植被凈初級生產力遙感估算. 植物生態學報, 2007, 31(3): 413- 424.

[34] 鄔建國. 景觀生態學: 格局、過程、尺度與等級(第二版). 北京: 高等教育出版社, 2007.

[35] 傅立新, 郝吉明, 何東權, 賀克斌. 北京市機動車污染物排放特征. 環境科學, 2000, 21(3): 68- 70.

[36] 謝紹東, 張遠航, 唐孝炎. 我國城市地區機動車污染現狀與趨勢. 環境科學研究, 2000, 13(4): 22- 25.

[37] 郭宇宏, 王自發, 康宏, 谷超, 王剛, 張小嘯, 紀元, 李沫. 機動車尾氣排放對城市空氣質量的影響研究——以烏魯木齊市春節前后對比分析. 環境科學學報, 2014, 34(5): 1109- 1117.

[38] 仇江嘯, 王效科, 逯非, 歐陽志云, 鄭華. 城市景觀破碎化格局與城市化及社會經濟發展水平的關系——以北京城區為例. 生態學報, 2012, 32(9): 2659- 2669.

[39] 北京市統計局, 國家統計局北京調查總隊. 北京統計年鑒2012. 北京: 中國統計出版社, 2013.

[40] 王如松. 綠韻紅脈的交響曲: 城市共軛生態規劃方法探討. 城市規劃學刊, 2008, (1): 8- 17.

[41] 于英漢. 北京市機動車發展及顆粒排放物污染特征研究. 北京: 北京建筑大學, 2015.

[42] 王如松, 李鋒, 韓寶龍, 黃和平, 尹科. 城市復合生態及生態空間管理. 生態學報, 2014, 34(1): 1- 11.

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.北京城市土地復合生態服務功效演變特征.生態學報,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.