東南沿海景觀格局及其生態風險演化研究
——以寧波北侖區為例

黃日鵬，李加林*，葉夢姚，姜憶湄，史作琦，馮佰香，何改麗

(1. 寧波大學 地理與空間信息技術系， 浙江 寧波315211; 2. 浙江省海洋文化與經濟研究中心， 浙江 寧波 315211)

東南沿海景觀格局及其生態風險演化研究
——以寧波北侖區為例

黃日鵬1,2，李加林1,2*，葉夢姚1，姜憶湄1，史作琦1，馮佰香1，何改麗1

(1. 寧波大學 地理與空間信息技術系， 浙江 寧波315211; 2. 浙江省海洋文化與經濟研究中心， 浙江 寧波 315211)

以寧波北侖區1990，1995，2000，2005，2010，2015年6期LandsatTM/OLI遙感影像為數據源，提取景觀格局數據，進行景觀格局及其生態風險區時空演化特征分析.結果表明： (1) 研究區的主要景觀類型是林地與耕地，景觀演化的主要特征表現為建設用地景觀面積大量增加，耕地景觀面積明顯減少，區域景觀破碎化愈加明顯；(2) 25 a間，研究區內低生態風險區大量減少，而中、較高和高生態風險區面積大大增加；高生態風險區主要分布于北部平原地區，重心向西南方向移動，人類活動使山麓地帶大量低生態風險區轉變為較低生態風險區；(3) 1990～2015年，研究區內由低等級轉向高等級的生態風險區面積占研究區總面積的42.5%；前期以低生態風險區、較低生態風險區轉向中生態風險區為主，后階段以中生態風險區轉向較高生態風險區、高生態風險區的比例有所增加；1990～1995年、2000～2005年、2010～2015年3個時間段生態風險轉換面積較大.

景觀格局；生態風險；時空演化；景觀破碎化；寧波北侖區

0 引 言

生態風險是生態系統及其組分在自然或人類活動的干擾下所承受的風險，指一定區域內具有不確定性事故或災害對生態系統的結構和功能可能產生的不利影響[1-2].科學的生態風險評價及風險格局演化分析對建立生態風險預警機制、降低生態風險概率、促進區域可持續發展具有重要的意義[3].隨著生態風險研究的深入，研究尺度從初期全球環境、個人健康等極端尺度逐漸轉向區域尺度[4]，從對單一壓力源對單一受體的風險評價走向區域生態風險評價[5]，其尺度效應、空間異質性和等級理論等概念與景觀學共通，并將生態風險評價應用到區域景觀尺度[6-7].自景觀生態風險概念提出以來，中國學者高度關注對景觀生態風險評估理論與方法的探討，目前已初步形成了具有一定國際引領意義的景觀生態風險評價研究框架，在流域[8-10]、城市[11-13]、工礦開采區[14-16]、自然保護區[17-19]等區域做了大量研究并取得了豐碩的成果.近年來，隨著海岸帶的經濟發展與生態環境惡化，海岸帶地區生態風險研究逐漸受到關注[20-21].本文以寧波北侖為例，基于景觀時空格局演變進行海岸帶生態風險評估研究，旨在揭示研究區生態風險的時空變化特征，為東南地區海岸帶生態風險管理提供理論、技術支持及決策依據.

1 研究區概況

北侖區位于浙江省寧波市中心城北部(121°27′40″E～122°10′22″E，29°41′44″N～29°58′48″N)，中國海岸線中部，是中國重點沿海港口城市之一.東北兩面瀕臨東海，與定海、普陀縣交界，南與鄞州接壤，西隔甬江與鎮海區相望.北侖區屬亞熱帶季風氣候，氣候溫和濕潤，四季分明，無霜期長，雨量充沛，臺風、暴雨、冰雹、大雪等災害性天氣時有出現.北侖區擁有南北2條可供超大型船舶自由進出的深水航道，20世紀70年代開始開發北侖港，區域內已建成北侖、大榭、穿山和梅山4個港區.全港區可開發利用的各類生產性泊位285個，其中萬噸級以上152個.此外，北侖區域內有寧波經濟技術開發區、寧波保稅區、大榭開發區、寧波出口加工區、梅山保稅港區5個國家級開發區.優越的區位與快速發展的經濟使其在長三角地區的戰略地位不斷提高.

2 研究數據與研究方法

2.1 數據來源及處理

數據主要來源于寧波北侖區1990，1995，2000，2005，2010，2015年6期Landsat TM/OLI遙感影像，軌道號為118-39.采用ENVI4.7遙感影像處理軟件對遙感數據進行大氣校正、幾何精校正、假彩色合成和圖像拼接等數據預處理，用北侖區域界線進行影像裁剪，得到研究區影像數據.對6期遙感影像進行土地利用類型的目視解譯和人機交互解譯，得到不同時期的北侖景觀類型矢量數據，6年解譯精度均達0.9以上，符合研究判別的精度要求.本研究主要參考《土地利用現狀分類》(GB/T 21010-2007)分類辦法，同時充分考慮研究區土地實際利用現狀，將景觀分為建設用地、耕地、水體、林地、草地、未利用地等6種類型.

2.2 景觀格局指數與生態風險指數

采用ArcGIS 10.2將研究區景觀類型矢量數據轉換為柵格數據，采用Fragstats3.4分析柵格數據，得到6期研究區的景觀格局指數.本文參照前人的研究成果，從類型與景觀2個層次選取指標，對北侖區景觀格局進行量化描述分析.類型層次主要采用斑塊數量(NP)、斑塊類型平均面積(MPS)、邊界密度(ED)、形態指數(LSI);景觀層次采用Shannon多樣性指數(SHDI)、Shannon均勻度指數(SHEI)2個指標.

不同的景觀類型在保護物種、維護生物多樣性、完善整體結構與功能、促進景觀結構自然演替等方面的作用是有差別的，同時，不同的景觀類型對外界干擾的抵抗能力也是不同的[22].以景觀格局指數為基礎，計算景觀的破碎度指數(Ci)、分離度指數(Ni)、優勢度指數(Di)，并加權疊加得到景觀干擾度指數(Ei),具體公式參照文獻[23].綜合考慮前人的研究與研究區的實際情況，將6類景觀格局的脆弱度分為6級，從高到低依次為未利用地、水域、草地、耕地、建設用地、林地，對此進行歸一化處理后即得景觀脆弱度指數(Fi)，再結合景觀干擾度指數可得到景觀損失度(Ri)：

人類活動導致的海岸帶景觀生態風險格局演變分析可以表示為海岸帶景觀的生態脆弱性和風險受體對風險源(人類對景觀的利用活動)的響應程度函數式.不同的景觀類型對風險源的暴露-響應程度各不相同，區域中生態系統的細微變化首先表現在景觀結構組分的空間結構、相互作用及功能的變化上.故生態風險指數與景觀損失度在一定程度上相關，具體計算方法見文獻[24].

2.3 風險小區劃分與空間分析法

為表現生態風險的空間分布，對研究區進行了風險小區的劃分.總結前人對生態風險小區劃分的經驗[25]，考慮到研究中北侖區的實際情況，本文采用等間距采樣法，將研究區劃分為1 027個800 m×800 m的風險小區，計算各風險小區的生態風險指數(ERI)，將其作為各小區中心質點的生態風險值.

生態風險指數作為一種空間變量，在空間變化上具有結構性和異質性的特征，而地統計學方法主要用來檢測、模擬和估計一系列變量在空間上的相關關系和分布格局.因此，區域的生態風險指數空間分析可采用地統計學中的半方差分析方法.本文主要借助地統計學分析方法中的半方差變異函數模型對采樣點數據進行最優擬合，通過克里金(Kriging)插值獲得區域生態風險的空間分異.

3 研究結果

3.1 景觀格局分析

1990～2015年，隨著北侖區內人類建設活動的開展與對自然景觀的干預，其土地利用情況與景觀格局發生了很大的變化.1990年北侖區內耕地與林地是其主要景觀類型，兩者約占區域總面積的三分之二，其次為建設用地，水域、草地、未利用地面積相對較小.1990～2015年，林地面積變化不大，耕地面積減少了100.8 km2，變化最大，其中減幅最明顯發生在2000～2005年與2010～2015年，分別減少了37.8與33.4 km2.大部分耕地因為人類的開發活動被占為建設用地.建設用地面積從1990年的35.3 km2增加至2015年的148 km2，增加了419%，其中，2000～2005年就增加了43.6 km2.草地與水域面積有不同程度的增加，這是因為建設用地占用了一部分耕地，一些被割裂開的小耕地轉換為草地或開發成水域.

北侖區不同地類景觀的變化在景觀格局指數上也有所反映.由表1、表2可知，1990～2015年，在城鎮化推動下，最初以林地與耕地為主要景觀類型的北侖地區，建設用地、草地、水域面積持續增加，使得均勻度(SHEI)指數持續增大，并伴隨著多種景觀類型的擴張延伸，不同景觀類型相互侵占割裂，增大了景觀的破碎度、復雜度，邊界密度(ED)在1990～2010年內持續增大，在2010～2015年稍有下降，人類活動干擾越來越強，表征為形態指數(LSI)在前20 a內持續增大，后5 a有所下降，而整體的景觀空間格局則趨向多樣(SHDI增大).斑塊數量、破碎度、分離度都是對景觀破碎程度的描述，三者變化趨勢相近，可分為2個階段： 1990～1995年為快速城鎮化初期，建設用地在區域內多處分散生長、擴大，使得斑塊數量快速增加，破碎度與分離度增大；1995～2015年，各個區域持續開發建設，規模都較小，建設用地零散生長，隨著城鎮化進程的推進，各街道建設用地之間連通形成大塊的建設用地，且合并了周邊的破碎用地，使得斑塊數量增加減緩，破碎度與分離度波動上升.

表1 1990～2015年北侖區景觀尺度的空間格局分析指標

Table 1 Analysis indicators of spatial pattern of landscape scale in Beilun district from 1990 to 2015

表2 1990～2015北侖區景觀類型的空間格局分析

Table 2 Spatial pattern analysis of landscape type in Beilun area from 1990 to 2015

此外，從類型層面分析，1990～2015年，耕地、水域、建設用地三者的斑塊數量(NP)分別增加了55%，53%，34%，這從另一方面體現了建設用地對耕地的占用割裂.建設用地斑塊數量在1990～1995年間陡增了82%，耕地斑塊也隨之增加了24%，兩者平均斑塊面積分別減少了17%，28%，這是快速城鎮化初期建設用地在區域內多處零星生長、擴大的體現.在平均斑塊面積(MPS)這一指標變化上也能體現人類活動的影響： 林地平均斑塊面積最大，但其面積變化較小；其次是耕地，其平均斑塊面積逐年下降，25 a間下降了61%；建設用地平均斑塊面積則呈現增大的趨勢.邊界密度(ED)指景觀中單位面積的邊緣長度，邊界密度越大表征景觀的破碎程度越大；形態指數(LSI)則反映了斑塊形態的復雜程度，形態指數越大表示斑塊越不規則，受人類干擾程度越大.1990～2010年，除了未利用地外，其余景觀類型的邊界密度與形態指數都在持續增加，其中最為顯著的是建設用地，20 a內邊界密度增大了105%，耕地形態指數增加了40%.表明1990～2010年北侖區不斷開發、建設用地不斷擴張，使得區域的景觀格局趨于破碎化，建設用地與其他景觀的邊界愈加曲折復雜，各景觀受人類活動干擾的程度進一步增強，其中耕地受其影響最大.2010～2015年保持平穩或微降是土地開發規整化與細碎景觀整合重組互相作用的結果.

3.2 景觀生態風險的時空分異

根據生態景觀指數與生態風險指數的計算公式，可計算出各個時期北侖區1 027個風險小區中心質點的生態風險指數，統一采用高斯模型并設置相關參數對其變異函數進行擬合，通過ArcGIS 10.2軟件進行克里金插值分析，并對得到的景觀生態風險趨勢面進行地向導統計與重分類. 采用重分類劃分生態風險區時，通過比較多種分類方案劃分后數據的均衡性與區分度，結合自然間斷點分級法與相等間隔法，將ERI值≤0.22的區域定義為低生態風險區，以0.05為間隔等距劃分，由此得到5個等級： 低生態風險區(ERI≤0.22)、較低生態風險區(0.220.37)，如圖1所示，并對面積進行統計，得圖2.土地覆被重心遷移模型可以很好地描述各景觀類型在空間上的時空演變過程，揭示其空間變化特征及驅動機制，計算6個年份各景觀類型的重心，得表3.

圖1 1990～2015年北侖區生態風險變化圖Fig.1 Changes of ecological risk in Beilun district from 1990 to 2015

圖2 1990～2015年北侖區各生態風險區面積變化Fig.2 Area changes of ecological risk areas in Beilun district from 1990 to 2015

表3 1990～2015年北侖區景觀生態風險區的重心變化

Table 3 Gravity changes of landscape ecological risk zone center in Beilun district from 1990 to 2015

注x為正值代表風險區重心向東移動，為負值即向西移動；y為正值代表向北移動，為負值代表向南移動.

由圖1、圖2可知，隨著北侖土地景觀的變化，區內各生態風險區的面積隨之改變.總體來講，1990～2015年，研究區內低生態風險區面積最大，其減幅亦最大，減少了29%，面積減少了104 km2.轉變為較低生態風險區的面積與較低生態風險區轉出量相當，25 a內較低生態風險區面積減少了21 km2，年均減少0.7%，面積較為穩定.中生態風險區、較高生態風險區、高生態風險區在1990～1995年面積驟增，1995～2015年中生態風險區、較高生態風險區面積以較低的速度持續擴大，高生態風險區1995～2010年面積在30 km2附近波動，最大差值不超過7 km2，但在2010～2015年面積從30 km2驟增至51 km2，總體來說，這3類風險區在25 a內面積分別增大了116%，130%，429%.

隨著社會經濟的不斷發展，北侖區建設用地不斷擴展，改變了其生態風險區的時空分異與演化.1990年，北侖區內以低生態風險區為主，其面積為355 km2，占全區總面積的63%，分布于靈峰山及其山麓、天臺山余脈及其山麓、大榭街道與梅山街道北部，這些地區主要為林地，故生態風險較低.較低生態風險區和中生態風險區面積分別為125和48 km2，占全區總面積的22%，9%.較低生態風險區、中生態風險區廣泛分布于小港街道、戚家山街道、大碶街道、新碶街道、霞浦街道、柴橋街道與白峰鎮地區，當時這些區域以大面積耕地為主，建設用地零星分散于耕地內，生態風險相對較小.較高生態風險區、高生態風險區集中分布于新碶街道西北部、春曉鎮東部、梅山鄉南部，面積分別為22和10 km2，其中新碶街道為依托北侖港最早發開的城區，工業和交通用地集中分布，故生態風險高.

1990～2000年，靈峰山以西的小港街道、戚家山街道平原內建設用地驟增，且分布較為分散，破碎度大，使這些區域內大量較低生態風險區轉變為中生態風險區.一方面，北部平原地區新碶街道向大碶街道、霞浦街道擴張，高生態風險區與較高生態風險區面積分別增大了120%，208%，向西南方向延伸，高生態風險區重心向西南移動了5.6 km，較高生態風險區重心向西南移動了4.9 km.另一方面，北部平原也涌現了大量分散的小塊建設用地，大大增大了景觀分離度與破碎度，使得低生態風險區邊界朝山麓方向后退，從而導致大量的低生態風險區轉變為較低生態風險區、較低生態風險區轉變為中生態風險區，其中中生態風險區面積增大了97.5%，成為大碶街道、霞浦街道、柴橋街道最主要的風險區.

2000～2010年，小港街道建設用地自西向東擴張、戚家山街道建設用地自東向西擴張，使得靈峰山以西地區較低風險區持續轉變為中生態風險區，中生態風險區面積增大了19 km2，重心向西北移動了1.3 km.北部平原區域，建設用地的擴張從原來的西南方向轉向東西兩側.在新碶街道、大碶街道西部與霞浦街道的北部，大規模開發占用了此區域的耕地，雖然整合了零散的建設用地，降低了景觀破碎程度，但建設用地的高風險值使得較高生態風險區、高生態風險區持續擴張，面積分別增加了41.8%，27.3%，而兩者重心分別朝西南方向移動了4.5，4.6 km.白峰鎮位于北侖區東北部，地處穿山半島的峰腰地帶，缺少大面積平原，人們依山麓而居.10 a間，迫于發展需要，人們占用、改造了部分山地、山麓地帶，使得北侖東部部分低生態風險區轉變為較低生態風險區，10 a間較低生態風險區重心向東南移動了5.7 km.

2010～2015年，人類建設活動強度加劇，北侖區生態風險進一步增大.西北部的小港街道、戚家山街道形成沿甬江分布的建設用地帶，沿江區域的中生態風險區逐漸轉變為較高生態風險區.北部平原區域，新碶街道、大碶街道、霞浦街道的建設用地相互連通，此區高生態風險區21.5 km2的范圍增大了72%. 2013年，大榭二橋試運營改善了大榭街道的交通條件，榭西榭北工業區快速發展，與此同時，榭西榭北的低生態風險區亦轉變為較高生態風險區、中生態風險區，生態風險大幅上升.開發建設過程中，如何找到經濟價值與生態價值的平衡點仍是一個值得思考的問題.

3.3 景觀生態風險等級轉移分析

因為同一時段同時存在其他等級生態風險區轉入與此等級生態風險區轉出，故單純由生態風險區的凈變化量無法確定其實際的生態風險區轉換情況.利用ArcGIS 10.2的疊加分析功能得到各時期生態風險區的轉移矩陣，矩陣Aij、Bij、Cij、Dij、Eij、Zij分別表示1990～1995年、1995～2000年、2000～2005年、2005～2010年、2010～2015年、1990～2015年，其中i、j分別等于1(表示低等級生態風險區)、2(表示較低等級生態風險區)、3(表示中等級生態風險區)、4(表示較高等級生態風險區)、5(表示高等級生態風險區)，并統計主要的生態風險轉移量，得表4.

對各時間段生態風險轉化量進行分析，1990～2015年的25 a間，研究區內由低等級生態風險區轉向高等級生態風險區的面積為238 km2，占研究區總面積的42.5%，大量分布于小港街道、戚家山街道、新碶街道、大碶街道、霞浦街道、柴橋街道、白峰鎮、大榭街道，其中變化最為顯著的是低生態風險區轉換為較低生態風險區，面積減少了77 km2，這些區域分布于靈峰山、天臺山余脈.因為人類持續開發山麓低坡地帶，此過程中生態風險較高的建設用地占用林地、耕地，提高了這一地帶的生態風險.此外，由較低生態風險區轉變為中生態風險區的面積也達到55 km2，集中分布于小港街道、戚家山街道、柴橋街道、梅山街道中央平原地區，少量分布于大碶街道南部.這些年北侖城市發展迅速，這些區域雖然不是中心城區，但是開發活動也十分強烈，大量建設用地占用耕地、水體，使這些區域的生態風險上升.而在25 a間，生態風險由高轉低的區域面積僅有25 km2，占區域總面積的4.4%.

分階段來看，1990～1995年生態風險的上升十分顯著，由低生態風險區轉變為較低生態風險區的面積達59 km2，由較低等級生態風險區轉變為中生態風險區的面積達77 km2，分布于山麓地帶及其周邊2.5 km內，這5 a的變化是1990～2015年25 a變化的縮影.1995～2000年與2000～2005年亦有大量低生態風險區轉變為較低生態風險區、較低生態風險區轉變為中生態風險區，但在后一階段中出現了中生態風險區、較高生態風險區轉變為更高危等級生態風險區，此類區域面積達到41 km2，占風險升高區域總面積的36%，說明2000～2005年研究區內中、較高生態風險區域不僅有橫向面積的增大，還有縱向風險值的上升.這些區域主要分布于新碶街道與大碶街道的中心城區，此區域是經濟發展的重心，周邊農村居民不斷涌入，居住用地、港口碼頭、交通用地與基礎設施的建設需占用周圍的大量耕地，加速了環境的惡化，區域生態風險上升.2005～2015年，生態風險升高的區域面積分別為50，85 km2，相對前15 a整體有所放緩，但其中中生態風險區轉變為較高生態風險區的面積年均達2.9 km2，且均分布于10 a內城區拓展部分，這是研究區城市化過程中城區持續向外擴張的體現.研究區三面環山，適宜建城的平原面積有限，今后需要更多地轉向產業結構優化、高新技術引進等縱向發展，以此來調整依賴土地的經濟發展模式.

面對不斷上升的區域環境生態風險和社會經濟發展的需求，一方面，在開發過程中要重視對城鎮建設、生態環境和社會經濟發展之間關系的耦合研究和綜合評價，制定適合區域發展的規劃，以保護生態環境，提高土地利用效率，切實做到以人為本的科學可持續發展；另一方面，須增強區域生態風險管理的意識，把握整體，并根據不同的風險級別采用相應的管理對策，高危區域重點管理，并在今后的建設中因地制宜、合理規劃.

表4 1990～2015年北侖區主要生態風險等級轉化量

Table 4 The conversion of major ecological risk grades in Beilun district from 1990 to 2015

4 結 論

4.11990～2015年，林地與耕地是研究區的主要景觀類型，1990年兩者占總面積的三分之二，景觀類型的轉變主要體現為建設用地面積增加、耕地面積減少；研究區景觀破碎化愈加明顯，邊界密度、多樣性、均勻度不斷增加；其中破碎化最為顯著的類型是建設用地與耕地，25 a內建設用地邊界密度增加了117%，耕地平均斑塊面積減少了61%.

4.225 a間，研究區內低生態風險區大量減少，而中、較高和高生態風險區面積顯著增加；高生態風險區主要分布于于北部平原地區，重心向西南方向移動，這與建設用地擴張的趨勢一致；在靈峰山、天臺山余脈的山麓地帶，人類的開發活動使大量低生態風險區轉變為較低生態風險區.

4.3在研究時段內，研究區內由低等級生態風險區轉向高等級生態風險區的面積為238 km2，占研究區總面積的42.5%，而生態風險由高轉向低的區域面積僅占總面積的4.4%；研究時段前期以低生態風險區、較低生態風險區轉向中生態風險區為主，后階段中生態風險區轉向較高生態風險區、高生態風險區的情況也有所增加；1990～1995年、2000～2005年、2010～2015年3個時間段生態風險轉換面積較大，表征人類開發活動較為劇烈.

[1] 陽文銳, 王如松, 黃錦樓,等. 生態風險評價及研究進展[J].應用生態學報, 2007, 18(8)： 1869-1876.

YANG W R, WANG R S, HUANG J L, et al. Advances in ecological risk assessment and research [J].ChineseJournalofAppliedEcology, 2007, 18 (8)： 1869-1876.

[2] WAYNE G L. Twenty years before and hence： Ecological risk assessment at multiple scales with multiple stressors and multiple endpoints[J].Human&EcologicalRiskAssessment, 2003, 9(5)： 1317-1326.

[3] 劉曉, 蘇維詞,王錚,等. 基于RRM模型的三峽庫區重慶開縣消落區土地利用生態風險評價[J].環境科學學報, 2012, 32(1)： 248-256.

LIU X, SU W C, WANG Z, et al. Ecological risk assessment of land use in the water-level-fluctuating area of Kaixian county in the Three Gorges Reservoir Area based on RRM model [J].ActaScientiaeCircumstantiae, 2012, 32 (1)： 248-256.

[4] 彭建, 黨威雄, 劉焱序,等.景觀生態風險評價研究進展與展望[J].地理學報,2015,70(4)： 664-677.

PENG J, DANG W X, LIU Y X, et al. Progress and prospect of landscape ecological risk assessment [J].ActaGeographicaSinica, 2015,70 (4)： 664-677.

[5] 顏磊, 許學工. 區域生態風險評價研究進展[J].地域研究與開發, 2010, 29(1)： 113-118.

YAN L, XU X G. Research progress of regional ecological risk assessment [J].GeographicalResearchandDevelopment, 2010, 29 (1)： 113-118.

[6] HUNSAKER C T, GRAHAM R L, SUTERII G W, et al. Assessing ecological risk on a regional scale[J].EnvironmentalManagement, 1990, 14(3)： 325-332.

[7] 吳莉, 侯西勇, 邸向紅. 山東省沿海區域景觀生態風險評價[J].生態學雜志, 2014, 33(1)： 214-220.

WU L, HOU X Y, DI X H. Evaluation of landscape ecological risk in coastal areas of Shandong province [J].ChineseJournalofEcology,2014, 33(1)： 214-220.

[8] 李謝輝, 李景宜. 基于GIS的區域景觀生態風險分析——以渭河下游河流沿線區域為例[J].干旱區研究, 2008, 25(6)： 899-903.

LI X H, LI J Y. Geological risk analysis of regional landscape based on GIS： A case study of the area along the lower reaches of Weihe River [J].AridZoneResearch,2008,25(6)： 899-903.

[9] 陳鵬, 潘曉玲. 干旱區內陸流域區域景觀生態風險分析——以阜康三工河流域為例[J].生態學雜志, 2003, 22(4)： 116-120.

CHEN P, PAN X L. Analysis of landscape ecological risk in arid inland watershed - A case study in Sangong River Basin, Fukang [J].ChineseJournalofEcology, 2003, 22(4)： 116-120.

[10] 許妍, 高俊峰, 郭建科. 太湖流域生態風險評價[J].生態學報, 2013, 33(9)： 2896-2906.

XU Y, GAO J F, GUO J K.Ecological risk assessment of Taihu Lake Basin [J].ActaEcologicaSinica, 2013, 33 (9)： 2896-2906.

[11] 劉焱序, 王仰麟, 彭建,等. 基于生態適應性循環三維框架的城市景觀生態風險評價[J].地理學報, 2015, 70(7)： 1052-1067.

LIU Y X, WANG Y L, PENG J, et al. Ecological ecological risk assessment of urban landscape based on ecological adaptability cycle 3D framework [J].JournalofGeographicalScience, 2015, 70(7)： 1052-1067.

[12] 張小飛, 王如松, 李正國,等. 城市綜合生態風險評價——以淮北市城區為例[J].生態學報, 2011, 31(20)： 6204-6214.

ZHANG X F, WANG R S, LI Z G, et al. Evaluation of integrated urban ecological risk： A case study of Huaibei city [J].ActaEcologicaSinica, 2011, 31(20)： 6204-6214.

[13] 蒙曉, 任志遠, 張翀. 咸陽市土地利用變化及生態風險[J].干旱區研究, 2012, 29(1)： 137-142.

MENG X, REN Z Y, ZHANG C. Study on land use change and ecological risk in Xianyang city [J].AridZoneResearch, 2012, 29 (1)： 137-142.

[14] 吳健生, 喬娜, 彭建,等. 露天礦區景觀生態風險空間分異[J].生態學報, 2013, 33(12)： 3816-3824.

WU J S, QIAO N, PENG J, et al. Spatial differentiation of landscape ecological risk in open mining area [J].JournalofEcology, 2013, 33 (12)： 3816-3824.

[15] 李保杰.礦區土地景觀格局演變及其生態效應研究——以徐州市賈汪礦區為例[D]. 徐州： 中國礦業大學, 2014.

LI B J.EvolutionofLandLandscapePatternandItsEcologicalEffectsinMiningArea：ACaseStudyofJiawangMiningAreainXuzhouCity[D]. Xuzhou： China University of Mining and Technology, 2014.

[16] 郭美楠, 楊兆平, 馬建軍,等. 礦區景觀格局分析、生態系統服務價值評估與景觀生態風險研究——以伊敏礦區為例[J].資源與產業, 2014, 16(2)： 83-89.

GUO M N, YANG Z P, MA J J, et al. Landscape pattern analysis, ecosystem service value evaluation and landscape ecological risk study in mining area： Taking mining area as an example [J].ResourcesandIndustry, 2014, 16 (2)： 83-89.

[17] GAINES K F, PORTER D E, DYER S A, et al. Using wildlife as receptor species： A landscape approach to ecological risk assessment[J].EnvironmentalManagement, 2004, 34(4)： 528-545.

[18] 張瑩, 雷國平, 林佳,等. 扎龍自然保護區不同空間尺度景觀格局時空變化及其生態風險[J].生態學雜志, 2012, 31(5)： 1250-1256.

ZHANG Y, LEI G P, LIN J, et al. Zhalong Nature Reserve in different spatial scale changes of landscape spatial pattern and ecological risk[J].JournalofEcology, 2012, 31 (5)： 1250-1256.

[19] 劉夢琪.基于RS和GIS技術的典型濱海濕地保護區生態風險評價方法及應用研究[D]. 大連： 大連海事大學, 2016.

LIU M Q.EcologicalRiskAssessmentandApplicationofTypicalCoastalWetlandReserveBasedonRSandGISTechnology[D]. Dalian： Dalian Maritime University, 2016.

[20] 李加林, 徐諒慧, 楊磊,等. 浙江省海岸帶景觀生態風險格局演變研究[J].水土保持學報, 2016, 30(1)： 293-299.

LI J L, XU L H, YANG L, et al. Study on landscape ecological risk pattern evolution of coastal zone in Zhejiang province [J].JournalofSoilandWaterConservation, 2016, 30 (1)： 293-299.

[21] 馬金衛, 吳曉青, 周迪,等. 海岸帶城鎮空間擴展情景模擬及其生態風險評價[J].資源科學, 2012, 34(1)： 185-194.

MA J W, WU X Q, ZHOU D, et al. Scenario simulation and ecological risk assessment of coastal urban spatial expansion [J].ResourceScience, 2012, 34 (1)： 185-194.

[22] 許學工,林輝平,付在毅,等.黃河三角洲濕地區域生態風險評價[J].北京大學學報：自然科學版, 2001,37 (1): 111-120.

XU X G, LIN H P, FU Z Y, et al. The Yellow River Delta wetland regional ecological risk assessment [J].ActaScientiarumNaturaliumUniversitatisPekinensis, 2001,37 (1): 111-120.

[23] 高賓, 李小玉, 李志剛,等. 基于景觀格局的錦州灣沿海經濟開發區生態風險分析[J].生態學報, 2011, 31(12)： 3441-3450.

GAO B, LI X Y, LI Z G, et al.Ecological risk analysis of coastal economic development zone in Jinzhou Bay based on landscape pattern [J].ActaEcologySinica, 2011, 31 (12): 3441-3450.

[24] 鄔建國.景觀生態學：格局、過程、尺度與等級[M]. 第2版.北京： 高等教育出版社, 2007.

WU J G.LandscapeEcology：Pattern,Process,ScaleandHierarchy[M]. 2nd ed. Beijing： Higher Education Press, 2007

[25] 曾輝, 劉國軍. 基于景觀結構的區域生態風險分析[J].中國環境科學, 1999, 19(5)： 454-457.

ZENG H, LIU G J. Regional ecological risk analysis based on landscape structure [J].ChineseEnvironmentalScience, 1999, 19 (5)： 454-457.

HUANG Ripeng1,2, LI Jialin1,2, YE Mengyao1, JIANG Yimei1, SHI Zuoqi1, FENG Baixiang1, HE Gaili1

(1.DepartmentofGeographyandSpatialInformationTechnology,NingboUniversity,Ningbo315211,ZhejiangProvince,China；2.ZhejiangOceanCultureandEconomicResearchCenter,Ningbo315211,ZhejiangProvince,China)

Landsat TM / OLI remote sensing images of Beilun district, Ningbo in 1990, 1995, 2000, 2005, 2010 and 2015 were taking as the data source to extract the landscape pattern data, which can be used to analyze the temporal and spatial evolution characteristics of landscape pattern and its ecological risk area. The results show that： (1) The main landscape types in the study area are forest land and cultivated land, and the main features of landscape evolution are that the landscape area increases significantly but the cultivated land area obviously decreases, and the landscape fragmentation became more obvious. (2) The low ecological risk areas decrease in large area while ecological risk areas of middle, high and higher greatly increase. The high risk ecological areas are mainly distributed in the northern plains. With the center moving to the southwest, human activities make ecological areas in the foothills shifted from low-grade ecological risk zone to lower-grade one. (3) From 1990 to 2015, the area of ecological risk zone shifted from low-grade to high-grade accounts for 42.5% of the total studied area; The ecological area shifting from low and lower grade risk to middle grade risk come into prominence in the initial stage, and the portion of ecological zone turning from middle grade risk to the higher or high ones increases in the latter stage. The ecological risk area changes greatly in the three periods namely 1990-1995, 2000-2005 and 2010-2015.

landscape pattern;ecological risk;space-time evolution;landscape fragmentation;Beilun district of Ningbo

2016-12-21.

國家自然科學基金資助項目(U1609203，41471004)；寧波市重大科技計劃項目(2015C110001).

黃日鵬(1994—)，ORCID： http： //orcid.org/0000-0003-1046-8400，男，碩士研究生，主要從事海岸帶環境與生態研究，E-mail： hrp826170256@163.com.

*通信作者，ORCID： http： //orcid.org/0000-0002-3234-3599，E-mail： nbnj2001@163.com.

10.3785/j.issn.1008-9497.2017.06.007

X 826；P 208

A

1008-9497(2017)06-682-10