城市生態空間受損識別與評價研究
--以北京海淀北部新區、亦莊新城為例

牛 萌 劉 華 穆曉紅

（1.中國城市建設研究院有限公司，北京 100120；2.中國城市規劃設計研究院，北京 100044）

識別城市受損生態空間是構建城市綠色基礎設施，實施城市生態修復的關鍵環節。現有研究集中在宏觀尺度的城市生態安全格局構建及微觀層面的生態修復技術，而對城區尺度受損生態空間的辨析及精準識別研究較少。以海淀北部新區和亦莊新城為研究案例，通過建設期十余年的數據系統研究組團式和集中式城市生態空間動態變化情況，建立城市受損生態空間識別評價體系并識別評價受損生態空間。結果表明不同空間結構的城市生態空間受損情況有所差異，生態廊道中河流沿岸的生態空間受損最嚴重；而城市受損生態斑塊多集中在高級別道路交叉口區域。因此，城市生態空間優化提升的重點應與城市空間結構特點結合，保障組團間或城市外圍環城綠帶，同時增加內部生態斑塊的生物多樣性和連接度。

城市生態空間；受損；海淀北部新區；亦莊新城；識別與評價

城市生態空間是城市中的自然環境，可以提供生態服務，維護城市生物多樣性，同時也是城市居民進行休閑活動的重要場所，因此城市生態空間的重要性不容忽視。然而隨著城市建設強度和人類需求多樣化增強，城市生態空間受損及退化問題日益突出。城市生態空間受損識別與評價成為城市生態修復和人居環境提升的重要基礎工作。

城市生態空間不同于國土空間尺度的生態空間，其包括了城市內人工營造的、自然的及半自然的生態空間[1]。現有城市生態空間的研究內容主要集中在城市生態空間識別、生態空間格局評價及構建、生態空間規劃及修復技術等領域[2]，這些研究在尺度上多聚焦在市域層面，以城市生態空間識別研究為主[3]，少有涉及受損生態空間的識別與評價；而一些涉及受損生態空間識別的研究則聚焦于具體生態修復項目，如城市內的礦山、河流等，其方法缺少普適性。因此如何構建一個精確識別城市尺度受損生態空間及評估體系，直觀反映城市集中建設區內的生態空間受損情況，成為一個亟待解決的科學問題。

文章以北京海淀北部新區和亦莊新城兩個不同空間格局的城市化區域為研究對象，構建城市尺度的生態空間受損識別評價體系，分析城市建設過程中生態空間動態變化過程及受損生態空間分布，進而精準識別城市生態空間受損部位及受損程度，并基于城市空間結構模式提出優化建議和改善措施，以期為城市生態修復目標制定、修復措施選擇等核心內容提供技術支撐。

1 研究區概況及研究方法

1.1 研究區概況

城市空間結構模式主要包括集中式、組團式和帶狀式等[4]。研究區域聚焦北京城市化區域，選取海淀北部新區與北京亦莊新城這兩塊相對獨立的城市集中建設區域作為組團式和集中式城市空間模式的典型代表，其集中建設過程基本集中在近二十年。這兩片城市建設區都在規劃之初提出了生態空間的目標及規劃策略，因此識別該區域的生態空間受損情況可對比評價研究區的規劃實施情況，分析不同城市空間類型生態空間受損的特異性。

海淀北部新區與亦莊新城分別位于北京市的西北部和東南部，都屬于城市空間的邊緣區域，在北京市城市空間拓展過程中承擔著產業轉移、生態保障、儲備用地等作用。海淀北部新區位于海淀區北部山后地區，占全區總面積的51%，是首都西北部綠色生態屏障的重要組成。北京市政府2010年批復的詳細規劃中指出，以“一心、一帶、多組團”為空間布局，形成典型的組團式空間結構模式。海淀北部新區總面積226 km2，其中建設用地為69 km2，其余70%的面積為藍綠空間，突出體現了集約用地、生態宜居、環境優美的規劃特點[5]。自2004年海淀區正式提出將北部地區作為海淀新區，至今已開發建設17年，因此本研究選取2004年影像數據作為其建設開發基準年進行研究。

亦莊新城是北京重要的城市組團結構，2005年1月，北京城市總體規劃（2004 - 2020）出臺，以北京經濟技術開發區為核心向外擴展，規劃為北京亦莊新城，因此本研究選取2004年影像數據作為其集中建設基準年進行研究。2019年11月北京市政府批復了《亦莊新城規劃（國土空間規劃）（2017年 - 2035年）》，規劃總面積225 km2，建設用地規模133.4 km2，規劃構建“一帶一廊、四主八副、水貫綠城”的綠色空間結構[6]。隨著新城建設面積不斷擴大，其在空間組織模式上呈現出典型的集中式布局特征。

1.2 數據及來源

研究數據主要包括研究區土地利用數據、水質檢測數據、規劃圖紙等（表1）。基于城市尺度選取高精度2.5 m的spot5高分遙感影像，且選取城市集中開發建設前、城市集中開發建設中及城市開發建設平穩階段等多期影像圖用于分析城市開發建設全過程生態空間的動態變化過程。

1.3 技術路線

城市受損生態空間的識別有別于區域尺度生態空間受損識別，需耦合生態空間、社會發展和經濟效益等多重城市建設因素，并提高遙感數據精度及分析網格密度保障識別的精準性。分析識別城市生態空間并通過中心度判定其重要性；通過疊加城市用地格柵景觀破碎度、分離度和脆弱度來反映人類活動對城市生態空間的干擾情況，表征社會發展與生態空間的關系；通過城市下墊面變化所產生的生態服務價值變量反映城市生態功能的變化，最終綜合評價城市生態空間的受損程度，進而推演受損城市生態空間成因，指導生態修復策略（圖1）。

2 城市受損生態空間評價方法

2.1 城市生態空間重要性評價

2.1.1 城市重要生態空間識別

將研究范圍各期衛星影像圖中的林地、城市綠地、草地、水體作為生態源地要素，基于《城市綠地分類標準》（CJJ/T85-2017）中提出的城市綜合公園最小面積，將面積大于10 hm2的生態空間作識別為生態源地。

基于影像圖先識別生態源地，并在此基礎上運用最小累積阻力模型識別生態斑塊之間可形成的生態廊道[7]。根據不同下墊面類型進行電阻力賦值[8]（表2），人類影響越大、植被覆蓋度越低的地方阻力值越大。

表2 阻力值詳表Tab.2 See table for resistance values

2.1.2 城市生態網絡重要性評價

生態源地和廊道的重要性評價可以通過中心度（Pde）來表征[9]，運用ArcGIS工具包調用circuitscape程序，量化分析生態源地和最小成本路徑維持廊道網絡體系整體連通性方面的重要性。

2.2 城市生態空間綜合景觀格局評價

城市生態空間綜合景觀格局評價參照王國玉等[10]的景觀格局評價方法，評價要素由景觀破碎度、景觀分離度、景觀脆弱度組成。綜合景觀格局指數（Ej）用以表征城市建設開發情況與生態環境本底的相互作用強度及趨勢[11]，計算見公式（1）。

景觀破碎度（Cj）用于衡量生態環境受到人為活動侵蝕的程度，計算見公式（2）。

景觀分離度（Fj）用于衡量同一景觀類型斑塊分布的離散程度，斑塊分離度越高，抵御風險的能力越小，景觀安全性越低，計算見公式（3）。

景觀脆弱度（Uj）則用于比較不同景觀類型遭受外界干擾超出自身的調節能力而表現出對干擾的敏感程度，脆弱度越大表面景觀受外界的干擾程度越大（表3）。

表3 不同景觀類型景觀脆弱度權重值Tab.3 Weight value of landscape vulnerability of different landscape types

式中，nj表示景觀類型j的斑塊數量；Aj表示景觀j的面積；k1、k2分別表示景觀破碎度和景觀分離度的權重，參考相關文獻及經驗地區試算校核[11]，取值0.6、0.4；A表示單位柵格的總面積。

2.3 城市生態服務功能變化評價

2.3.1 土地利用類型轉化

基于城市建設期始、末土地利用數據開展土地利用類型轉化分析，形成土地利用類型生態服務價值差值變化矩陣。生態服務價值低的土地利用類型向生態服務價值高的土地利用類型轉換為正向轉化，反之則為逆向轉化。

2.3.2 生態系統服務價值核算

計算不同土地利用類型轉化下的生態系統服務價值差額（?l），采用Z-score標準化方法處理，用于衡量城市生態系統功能變化情況。以謝高地等[12]對中國生態系統服務價值評估的當量因子法為基礎，參考李雙成等[13]提出的京津冀地區不同陸地生態系統單位面積生態系統服務價值表，對北京市生態系統服務價值進行核算，并對單位面積生態系統服務價值量進行校正。以2015年北京市5類主要農作物單類總產量和平均收購價格為基準，計算得出北京市一個標準當量因子的生態系統服務價值量為1 705.49元/hm2，校正后的生態系統服務價值見表4。

表4 校正后的不同土地利用類型單位面積生態系統服務價值（單位：元/hm2）Tab.4 Corrected ecosystem service value per unit area of different land types

2.4 城市生態受損空間識別方法

根據城市生態空間受損評價指數結果，將城市生態空間受損狀態分為生態良好、生態維持、中等受損、嚴重受損4種類型。城市生態空間的受損評價方法參照王國玉等[14]研究的城市群受損空間評價方法，計算得出城市生態空間受損評價指數，見公式（4）。

式中，Ude為城市生態空間受損評價指數，m為生態斑塊或生態廊道中柵格總數量，n為生態斑塊或生態廊道中發生土地利用變化的柵格數量，0.6、0.4為經驗常數，Ei為景觀綜合格局指數，?li為土地利用變化生態服務差值，Pde為生態源地或廊道的重要性指數。

3 結果與分析

3.1 生態空間識別與重要性分析

3.1.1 識別結果

綜合海淀北部新區和亦莊新城的三期高分影像圖生態源地識別結果，兩個研究區內的生態源地數量均呈現先上升后下降的趨勢。海淀北部新區2004年篩選出生態源地5處，2009年有14處，2019年有9處；亦莊新城2004年篩選出生態源地15處，2011年源地有21處，2019年源地有17處（圖2）。

圖2 海淀北部新區生態源地及生態廊道分布Fig.2 Distribution of ecological sources and ecological corridors in Haidian North New Area

根據三期數據所提取的源地，海淀北部新區內的生態源地面積有所增加；較為重要的源地主要集中在西部，主要為西山一帶的鳳凰嶺風景區、陽臺山自然風景區和鷲峰國家森林公園。其他主要的源地還有中部的南沙河和翠湖濕地公園等。亦莊新城內的源地主要集中在中部和西北部，為涼水河沿岸綠帶、京滬高速沿線綠帶以及東五環周邊的城市公園。2011年至2019年研究區域南部生態環境改善，2019年南部出現面積大而且完整的源地斑塊（圖3）。

圖3 亦莊新城生態源地及生態廊道分布Fig.3 Distribution of ecological sources and ecological corridors in Yizhuang New City

整體來看，海淀北部新區的生態廊道面積持續增加，結構趨于清晰。2004年廊道的類型主要為穿越城市斑塊的帶狀綠地與公路旁的植被綠化帶；2009年廊道網絡初見雛形；2019年海淀北部新區西側生態廊道網絡化增強，京密引水渠原來不連續的廊道空間已形成完整廊道，東側沿G7京新高速也形成了生態廊道，基本與京密引水渠形成一個外圍環形廊道。

亦莊新城生態廊道呈現從中心到外圍的變化特征，2004年生態廊道主要分布在中部和北部，京滬高速與涼水河之間，南六環與風港減河之間，以帶狀綠地為主。2011年隨著生態源地的增多，廊道網絡逐漸完善，尤其是南海子公園周邊的生態廊道網絡逐漸成型；2019年隨著源地面積的增加和連片建設，部分生態廊道被生態源地取代，因此較2011年有所減少，而圍繞城市外圍的環城綠帶已初步成型。

3.1.2 重要性分析與評價

根據源地中心度評價結果，海淀北部新區較為重要的源地主要集中在西部，即西山一帶的一系列風景區和森林公園。源地整體的空間分布狀態體現為西部、中部生態源地的中心度高于北部、東部。亦莊新城中部和西部的生態源地中心度較高，具體為涼水河沿岸綠帶、京滬高速沿線綠帶及東五環周邊的城市公園；南部生態源地中心度較低（圖4）。

圖4 “源地-廊道”中心度評價Fig.4 Evaluation on the centrality of "source - corridor"

根據廊道中心度評價結果，海淀北部新區的廊道較窄，且在斑塊破碎度較高的地區出現了“夾點”。京密引水渠中部與三星莊后河相連兩條廊道連接了西山與南沙河，廊道中心度最高。亦莊新城內最北側與最東側的五環、京津高速沿線的廊道中心度較高，但廊道空間較窄，阻力值大。

3.2 綜合景觀格局評價

將研究區土地利用情況按照5 m×5 m的漁網柵格進行劃分，分別計算每個柵格的綜合景觀格局指數，最終得出研究范圍的綜合景觀格局指數情況。基于2019年高分影像圖分析評價結果可知，海淀北部新區綜合景觀格局指數高于亦莊新城，表明海淀北部新區人類與環境作用關系劇烈，生態環境面臨的壓力更大，由于近十年為集中建設期幾個片區組團的建設同步開展，人類活動對生態環境的影響也呈現均質化，整個區域的景觀格局受城市建設擾動呈現退化趨勢（圖5）。亦莊新城的綜合景觀格局指數相對較低，景觀格局整體良好，城市開發建設主要集中在2004 - 2011年，而2011后城市建設強度降低，城市建設區域趨于穩定，因此人類活動對生態環境的干擾程度影響較小。僅在南五環清水湖附近和西南部南六環附近呈現較高的干擾程度，旺興湖公園附近及涼水河與通惠河灌區交界區域受到人類干擾較大，其他區域呈現出一般向好的趨勢（圖6）。

圖5 海淀北部新區綜合景觀格局評價Fig.5 Evaluation of comprehensive landscape pattern in Haidian North New Area

圖6 亦莊新城綜合景觀格局評價Fig.6 Comprehensive landscape pattern evaluation of Yizhuang New City

分析結果可知，海淀北部新區藍綠空間面積要大于亦莊新城，而其受干擾程度則亦大于亦莊新城。從新城建設歷程分析可見，亦莊新城于1992年開始建設，1992 - 2003年是建設相對集中的十年，但建設范圍集中對周圍生態環境干擾較小。自2004年至2019年，規劃范圍雖然由45.6 km2擴展到225 km2，但城市建設用地變化小，景觀格局相對穩定。而海淀北部新區于2008年開始建設，2009 - 2019年是建設相對集中的十年，大量的村莊拆遷、土地出讓、園區建設同步開展，用地類型相對雜亂、破碎，用地變化大，景觀格局處于不斷變化中，因此評價結果為受人類干擾較大。

3.3 城市生態服務功能變化分析

綜合分析海淀北部和亦莊新城2004年至2019年的土地利用變化狀況，海淀北部新區有31.25%的土地發生了正向轉化，亦莊新城有37.31%的土地發生了正向轉化，兩個區域發生正向轉化的比例均高于逆向轉化，整體城市生態服務功能發展向好，一定程度上踐行了生態宜居和綠色生態示范區的規劃定位。在正向轉化中，耕地轉化為林地、草地，建設用地轉化為草地的比例均大于2%，城市生態服務功能向好趨勢明顯。其中，海淀北部新區有9.36%的耕地、1.59%的草地、18.53%的建設用地和1.77%的裸地發生正向轉化，建設用地轉化為草地的占比最高，為15.89%；耕地轉林地的占比次之，為7%（圖7）。亦莊新城有23.56%的耕地、3.00%的草地、7.31%的建設用地和3.44%的裸地發生正向轉化，耕地轉化為草地的占比最高，為17.99%；耕地轉化為林地的占比次之，為5.22%（圖8）。

圖7 海淀北部新區土地利用轉化圖Fig.7 Landuse change map in Haidian North New Area

圖8 亦莊新城土地利用轉化圖Fig.8 Landuse change map of Yizhuang New City

此外兩個區域均有土地逆向轉化，海淀北部地區有10.79%的土地發生了逆向轉化，亦莊新城有5.12%的土地發生了逆向轉化，且耕地向建設用地的轉化比例均較高，分別為9.81%和4.08%，表明兩個典型城市片區在開發建設過程中，對耕地的開發利用遠高于其他土地類型。

3.4 城市生態空間受損評價

3.4.1 生態源地受損情況評價

將以上分析結果帶入城市受損生態空間評價方程，得到生態空間受損識別結果（表5）。海淀北部新區西部生態源地為主要受損嚴重區域，分布在西部白虎澗自然風景區-北京香山公園一帶（圖9）。中東部地區翠湖濕地到南沙河區域生態狀態一般，雖受城市發展影響，但生態空間狀態維持較好。亦莊新城受損的生態源地主要為涼水河區域，且受損嚴重，涼水河支流、新鳳河到涼水河路南端綠地斑塊出現中等受損現象（圖10）。

圖9 海淀北部受損生態空間識別結果Fig.9 Identification results of damaged ecological space in in Haidian North New Area

圖10 亦莊新城受損生態空間識別結果Fig.10 Identification results of damaged ecological space in Yizhuang New City

表5 生態源地受損占比情況Tab.5 The proportion of ecological source damaged

3.4.2 生態廊道受損情況評價

從海淀北部新區受損生態廊道評價結果來看，京密引水渠北段與南沙河交匯處呈現嚴重受損，中段中關村科技園區段有部分區域嚴重受損，G7高速北沙河至南沙河段也存在嚴重受損現象，在北清路以北上莊路附近存在生態廊道中度受損現象（表6）。

表6 生態廊道受損占比情況Tab.6 The proportion of ecological corridor damaged

從亦莊新城受損生態廊道評價結果來看，南五環大羊坊北橋、南五環與涼水河交叉北側、清水湖至博大公園、亦莊火車站附近出現嚴重受損；南六環馬駒橋附近呈現中等受損。整體來看，亦莊新城生態廊道生態維持良好，局部區域有中等至嚴重受損特征，整體呈現良好趨勢。

4 城市生態空間格局優化提升策略

4.1 組團式城市生態格局優化

海淀北部新區位于整個北京市的西北方位，不僅是海淀區重要的綠色基礎設施更承擔著首都西北部生態屏障的重要功能，因此其生態格局優化一方面需要建立自身的生態網絡與外部城市生態空間的有機聯系。同時組團式的城市結構為城市內部生態空間網絡的構建奠定了結構性基礎，應加強組團內部及組團之間的生態空間聯系[15]。尤其在穿越多個組團的重要河流及交通廊道沿線如南沙河、京密引水渠、六環路等生態敏感區，應劃定河流全段藍線和生態控制線，上游要充分預留生態空間，保護河流自然形態，擴大源頭河流生態控制范圍，提高生物多樣性。中下游城市段應結合河流兩側綠地建設控制開發強度，逐步恢復河流的自然形態和駁岸岸線[16]，而在組團內部則應構建各組團的綠色隔離帶或綠色廊道，如上莊路兩側寬約100 m的綠帶是永豐產業組團和生態科學園組團之間的隔離綠帶，充足的綠帶寬度一方面保證了組團建設有序發展，另一方面構建了城市內部生態網絡，增強城市生態系統的穩定性（圖11）。

圖11 海淀北部新區生態空間格局優化Fig.11 Optimization of ecological spatial pattern in Hai Dian North New Area

城市生態系統不僅要保障充足合理的生態空間，更要提升生態空間的效益。海淀北部新區有70%的綠色空間，然而大部分綠色空間僅以單一樹種的造林形式實現，生態效益低。應最大程度保留生態空間原有生境，或通過適度人工干預營造多樣化的生境來提高綠地的生態效益。通過增加鄉土植物種類、豐富植物群落類型來優化原有單一樹種的防護林地，構建健康的城市生態系統[17]。

4.2 集中式城市生態格局優化

集中式城市生態空間格局以“環城綠帶+分散式公園綠地”為主，環城綠帶用于控制城市建設空間的進一步擴張，分散式公園則成為城市內主要的生態源地[18]，而在各生態源地之間則應構建帶狀綠地或綠色通道，形成鏈接生態源地的生態廊道。根據對亦莊新城生態空間受損情況的分析，其城市建設基本落實了規劃的“一帶一廊、四主八副”的綠色空間結構，但其廊道預留寬度不足導致其受損生態空間主要集中在外部京津高速環城綠帶及內部涼水河、新鳳河河流兩側生態廊道。

對于環城綠帶應在規劃階段預留充分的生態空間，包括城市周邊的快速路、高速路、河流等環城綠帶，盡量保留生態空間的原始生境或營造近自然的植物群落，保障其生物多樣性與生態穩定性[19]。環城綠帶應具備一定的寬度，保證城市建設區與生態空間之間的過渡，避免出現先開發再修復的問題。

而城市內部的分散式公園由于規劃實施情況較好且斑塊面積較大，呈現的生態狀況良好，受損情況較少。其生態空間優化的重點在于增補關鍵連接廊道，改善生態源地之間的連通性，尤其是被城市道路“寸斷”的河流、綠帶等生態空間，要建立連接點，整合破碎化的分散斑塊，避免形成生態孤島[20]，建立生態源地與環城綠帶之間的連通廊道（圖12）。

圖12 亦莊新城生態空間格局優化Fig.12 Optimization of ecological spatial pattern of Yizhuang New City

5 結語

總體上看，城市生態空間的受損情況與城市開發建設強度和規劃落地情況緊密相關，從以上兩個研究區域可見，城市建設較重視大型綠地斑塊的建設，而城市生態廊道空間存在規劃與實施情況差距較大的問題，尤其在高密度建設區，城市建設用地與城市生態廊道用地交叉度較高，廊道的寬度和連通性不足直接導致生態空間受損較多，破碎化程度也相應提升。而城市大型斑塊雖然建設實施情況較好，但也存在斑塊內同質化程度高，植被多樣性較低，以及斑塊之間連通性較弱等問題。組團式城市開發建設受各組團建設強度影響較明顯，容易出現組團之間生態空間受損差異較大的問題，而集中式城市格局則呈現“一榮俱榮、一損俱損”的情況，且集中式城市格局的斑塊建設優于廊道建設，因此受損生態空間多集中在廊道空間。

注：文中圖表均由作者繪制。