全 文 ：基于土地利用变化的京津冀生境质量时空演变∗
吴健生１，２　 曹祺文１∗∗　 石淑芹３　 黄秀兰１　 卢志强１
（ １北京大学城市规划与设计学院城市人居环境科学与技术重点实验室， 广东深圳 ５１８０５５； ２北京大学城市与环境学院， 北京
１００８７１； ３天津工业大学管理学院， 天津 ３００３８７）
摘　 要　 土地利用变化是全球变化的核心内容，评估土地利用变化引起的生境质量时空分异
性是区域生态规划的基础，能为土地利用规划和土地管理政策制定提供科学依据．本文在分
析京津冀 ２０００—２０１０年土地利用变化的基础上，以 ＩｎＶＥＳＴ 模型对生境质量进行总体评估，
并基于流域划分，借助剖面线和空间自相关深入分析了生境质量格局时空分异性．结果表明：
２０００—２０１０年，研究区主要土地利用变化类型为：耕地转为建设用地、林地和草地间的相互转
换及水体转为耕地，这导致景观结构异质性的减弱和破碎度的提升．两时期生境质量格局整
体表现为东南部和南部较低、北部和西部较高．其中，东南部和南部 ２０１０ 年生境质量明显下
降，发生了一定生境退化乃至丧失现象．各流域生境质量具有明显分段特征，较多样点在 ２０１０
年出现不同程度退化，但也有部分有所改善．该区生境质量格局空间分布集聚性有所增强．
２０００年“高高”型生境质量流域空间聚集区为滦河流域和白河流域上游地区，“低低”型聚集
区集中在永定河中下游和潮白河流域部分地区．２０１０ 年“高高”型和“低低”型空间聚集区在
原有基础上各自向西南方向有所扩展．
关键词　 土地利用变化； 生境质量； ＩｎＶＥＳＴ； 流域； 京津冀
∗国家自然科学基金项目（４１１３０５３４）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｃａｏｑｉｗｅｎｇｕｆｅｎｇ＠ １６３．ｃｏｍ
２０１５⁃０２⁃１３收稿，２０１５⁃０８⁃２１接受．
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）１１－３４５７－１０　 中图分类号　 Ｘ８７　 文献标识码　 Ａ
Ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｌａｎｄ
ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ． ＷＵ Ｊｉａｎ⁃ｓｈｅｎｇ１，２， ＣＡＯ Ｑｉ⁃ｗｅｎ１， ＳＨＩ Ｓｈｕ⁃ｑｉｎ３， ＨＵＡＮＧ Ｘｉｕ⁃ｌａｎ１， ＬＵ Ｚｈｉ⁃ｑｉａｎｇ１
（ １Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｆｏｒ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ａｎｄ Ｕｒｂａｎ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｕｒｂａｎ Ｐｌａｎｎｉｎｇ ＆ Ｄｅｓｉｇｎ，
Ｐｅｋｉｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｓｈｅｎｚｈｅｎ ５１８０５５， Ｇｕａｎｇｄｏｎｇ， Ｃｈｉｎａ； ２Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｕｒｂａｎ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｐｅｋｉｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １００８７１， Ｃｈｉｎａ； ３Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ， Ｔｉａｎｊｉｎ Ｐｏｌｙｔｅｃｈｎｉｃ
Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｔｉａｎｊｉｎ ３００３８７， Ｃｈｉｎａ） ． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６（１１）： ３４５７－３４６６．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ ｉｓ ｔｈｅ ｃｏｒｅ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｇｌｏｂａｌ ｃｈａｎｇｅ． Ｔｏ ａｃｈｉｅｖｅ ｓｕｓｔａｉｎａｂｌｅ ｌａｎｄ ｕｓｅ
ｐｌａｎｎｉｎｇ， ｉｔ ｉｓ ｎｅｃｅｓｓａｒｙ ｔｏ ｅｖａｌｕａｔｅ ｔｈｅ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｐａｔｔｅｒｎ ａｎｄ ｉｔｓ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｒｅ⁃
ｓｕｌｔｅｄ ｆｒｏｍ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ， ｗｈｉｃｈ ｃａｎ ｐｒｏｖｉｄｅ ｂａｓｉｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｆｏｒｍｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｌａｎｄ ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｐｏｌｉ⁃
ｃｙ． Ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ ｆｒｏｍ ２０００ ｔｏ ２０１０， ｔｈｉｓ ｓｔｕｄｙ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ ｔｈｅ ｓｐａｔｉｏ⁃
ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ． Ｗｅ ｕｓｅｄ ｔｈｅ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ
ｐｒｏｆｉｌｅ ｓａｍｐｌｉｎｇ ｐｏｉｎｔｓ ａｎｄ ｓｐａｔｉａｌ ａｕｔｏｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ａｎａｌｙｓｉｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｓｕｂｄｉｖｉｓｉｏｎ． Ｔｈｅ ｒｅ⁃
ｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｍａｉｎ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ ｔｙｐｅｓ ｆｒｏｍ ２０００ ｔｏ ２０１０ ｉｎ ｔｈｉｓ ａｒｅａ ｉｎｃｌｕｄｅｄ ｔｈｅ ｔｒａｎｓｉ⁃
ｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ ｔｏ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｌａｎｄ， ｔｈｅ ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ｂｅｔｗｅｅｎ ｆｏｒｅｓｔ ａｎｄ ｇｒａｓｓｌａｎｄ， ａｎｄ ｔｈｅ
ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ｆｒｏｍ ｗａｔｅｒ ｂｏｄｉｅｓ ｔｏ ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ． Ｔｈｉｓ ｌａｎｄ ｕｓｅ ／ ｃｏｖｅｒ ｃｈａｎｇｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｌｅｄ ｔｏ ｔｈｅ ｄｅ⁃
ｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｈｅｔｅｒｏｇｅｎｅｉｔｙ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ａｎｄ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｏｆ ｆｒａｇｍｅｎｔａｔｉｏｎ． Ｔｈｅ ｏｖｅｒａｌｌ ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔ⁃
ｔｅｒｎ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｗａｓ ｔｈａｔ ｓｏｕｔｈｅａｓｔ ａｎｄ ｓｏｕｔｈ ａｒｅａｓ ｗｅｒｅ ｒｅｌａｔｉｖｅｌｙ ｌｏｗｅｒ， ｗｈｉｌｅ ｎｏｒｔｈ ａｎｄ ｗｅｓｔ
ａｒｅａｓ ｗｅｒｅ ｒｅｌａｔｉｖｅｌｙ ｈｉｇｈｅｒ． Ｔｈｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｐｒｏｆｉｌｅ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ
ｏｆ ｅａｃｈ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ ｉｎ ｅａｃｈ ｐａｒｔ． Ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ ｍｏｓｔ ｓａｍｐｌｉｎｇ
ｐｏｉｎｔｓ ｄｅｇｒａｄｅｄ ｉｎ ａ ｗａｙ， ｗｈｉｌｅ ｓｏｍｅ ｉｍｐｒｏｖｅｄ ｃｏｍｐａｒｅｄ ｗｉｔｈ ２０００． Ｉｎ ｇｅｎｅｒａｌ， ｔｈｅ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ
ｏｆ ｔｈｅ ｂｏｔｔｏｍ ｐａｒｔ ｏｆ Ｌｕａｎｈｅ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ， ｔｈｅ ｍｅｄｉｕｍ ｐａｒｔ ｏｆ Ｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉｘｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ，
ｔｈｅ ｍｅｄｉｕｍ ａｎｄ ｔｈｅ ｂｏｔｔｏｍ ｐａｒｔ ｏｆ Ｙｏｎｇｄｉｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ａｎｄ ｍｅｄｉｕｍ ｐａｒｔ ｏｆ Ｌａｏｚｈａｎｇ⁃Ｆｕｄｏｎｇｐａｉ⁃
Ｂｅｉｐａｉ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ｗｅｒｅ ｐｏｏｒ ａｎｄ ｖｏｌａｔｉｌｅ， ｗｈｉｌｅ ｏｔｈｅｒ ｐａｒｔｓ ｗｅｒｅ ｒｅｌａｔｉｖｅｌｙ ｇｏｏｄ． Ｔｈｅｒｅ ｗａｓ ａ ｄｅ⁃
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 １１月　 第 ２６卷　 第 １１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｎｏｖ． ２０１５， ２６（１１）： ３４５７－３４６６
ｃｒｅａｓｉｎｇ ａｇｇｌｏｍｅｒａｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ ｏｆ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ
ｕｎｄｅｒ ｔｈｅ ｄｉｓｔｕｒｂａｎｃｅ ｏｆ ｈｕｍａｎ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ． Ａｒｅａｓ ｏｆ ｈｉｇｈ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ ２０００ ｗｅｒｅ ｍａｉｎｌｙ ｌｏｃａｔｅｄ
ｉｎ Ｌｕａｎｈｅ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ａｎｄ ｔｏｐ ｐａｒｔ ｏｆ Ｂａｉｈｅ ｂａｓｉｎ． Ａｒｅａｓ ｏｆ ｌｏｗ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｗｅｒｅ ｍａｉｎｌｙ ｌｏｃａｔｅｄ
ｉｎ ｍｅｄｉｕｍ ａｎｄ ｂｏｔｔｏｍ ｐａｒｔ ｏｆ Ｙｏｎｇｄｉｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ａｎｄ ｓｏｍｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ Ｃｈａｏｂａｉ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ． Ｈｏｗ⁃
ｅｖｅｒ， ｔｈｅ ａｒｅａｓ ｏｆ ｈｉｇｈ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ａｎｄ ａｒｅａｓ ｗｉｔｈ ｌｏｗ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ ２０１０ ｈａｄ ｂｏｔｈ ｅｘｐａｎｄｅｄ
ｔｏｗａｒｄｓ ｓｏｕｔｈｗｅｓｔ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ； ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ； ＩｎＶＥＳＴ； ｂａｓｉｎ； Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ．
　 　 当前，国际地圈生物圈计划（ ＩＧＢＰ）、国际全球
环境变化人文因素计划（ ＩＨＤＰ）和世界气候研究计
划（ＷＣＲＰ）等国际组织都将土地利用 ／覆被变化
（ＬＵＣＣ）作为全球变化的核心研究问题．通常认为土
地利用除具有经济、社会、文化和生产性功能外，还
具有显著的生态效应［１］，如对气候变化、生态系统
地球物理化学循环过程、全球陆海相互作用等产生
重要影响［２－４］ ．随着人口增长、经济发展，土地利用及
其结构不断发生变化，而这一变化能够深刻影响生
境斑块之间的物质流、能量流循环过程，进而改变区
域生境分布格局和功能．因此，生境质量高低依赖于
其自身与人类土地利用之间的邻接度及土地利用的
强度，随着周边土地利用强度的增大，生境质量也随
之衰退［５－６］ ．深入探讨土地利用与生态过程的关系对
分析区域生态环境乃至全球环境的变化具有重要的
意义［７］，也为区域生态安全格局构建和土地资源可
持续利用提供基础依据．
目前国内外基于土地利用的生境质量研究，根
据其研究方法和研究尺度不同，大体可分为两类：一
类是基于实地调查的生境质量评价研究，以小城
市［８］、河流［９］、自然保护区［１０］等小尺度居多，通常利
用样带法或样方法进行植物调查、动物调查，获取与
生境质量有关的各项参数，构建评价体系并基于层
次分析等方法进行评价．但此类方法囿于较高的采
样时间成本和人力成本，长时间跨度数据不易获取，
时间动态分析难以进行．另一类是基于 ＩｎＶＥＳＴ 模
型［１１－１２］、ＳｏｌＶＥＳ 模型［１３］等生态评估模型进行的定
量研究，有县域［１４］、山区［１５］、流域［１６］、州［１７］等不同
尺度．其中，ＩｎＶＥＳＴ 模型是目前发展最成熟、应用最
多的生态功能评估模型［１８］，其基于生境胁迫的评估
方法也得到较多推广［１９－２０］ ．但此类研究以多重生态
系统服务权衡为主，鲜有深入探讨由土地利用变化
引起的生境质量时空分异性，针对具有复杂人类活
动特征的大尺度区域研究也不多见．为此，本文以包
含多种生态系统类型的快速城市化区域京津冀为研
究区，采用 ＩｎＶＥＳＴ 模型从时空分异角度模拟该区
域的生境质量格局及其演变，并基于流域划分，借助
剖面线采样和空间自相关分析法，对京津冀基于土
地利用变化的生境质量进行了深入评估，以期为区
域生态保护实践和土地利用规划提供基础依据．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 研究区概况
京津冀包括北京、天津和河北省 ３ 个省市
（３６°０１′—４２°３７′ Ｎ，１１３°０４′—１１９°５３′ Ｅ），土地总面
积 ２１．４４×１０４ ｋｍ２ ．该区属典型的温带半湿润半干旱
季风气候，四季分明，春秋干旱多风，夏季高温多雨，
冬季寒冷干燥．海拔约为－２～２８４１ ｍ，地势由西北向
东南倾斜（图 １）．地貌类型众多，包括坝上高原、燕
山和太行山地、山麓平原、低平原和滨海平原等．由
东南向西北，土地覆被以沿海滩涂、湿地、耕地、城
市、灌丛、森林、森林草原和草原依次更替．
该区是除长三角和珠三角外的第三大一体化发
展区域，但日益增大的人类活动强度给生态系统带
来了巨大压力，环境恶化趋势严重，其表现如城市污
染总体较严重，太行山、燕山土壤侵蚀和坝上高原荒
漠化加剧，平原洼淀萎缩及消失，海岸及河口生态系
图 １　 京津冀地理位置及高程
Ｆｉｇ．１　 Ｌｏｃａｔｉｏｎ ｏｆ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ ａｎｄ ｉｔｓ ＤＥＭ．
８５４３ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
统退化，地面沉降和海水入侵及沙尘频繁侵袭
等［２１］，对该区生境质量乃至生态可持续发展造成了
较大威胁．
１􀆰 ２　 数据准备
京津冀 ２０００和 ２０１０年土地覆被数据源于国家
基础地理信息中心研制的全球 ３０ ｍ 地表覆被产品
（ＧｌｏｂｅＬａｎｄ３０） （ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｇｌｏｂａｌｌａｎｄｃｏｖｅｒ． ｃｏｍ ／ ），
分类利用的影像为 ３０ ｍ 多光谱影像，包括 Ｌａｎｄｓａｔ
ＴＭ ５、ＥＴＭ＋多光谱影像和中国环境减灾卫星（ＨＪ⁃
１）多光谱影像．该套产品将空间分辨率提高了 １ 个
数量级，总体分类精度均达到 ８０％［２２］ ．根据研究需
要，将土地覆被归并为耕地、林地、草地、水体、建设
用地和裸地等 ６种类型．主要道路（一二级道路）、次
要道路（三四级道路）、高速公路和铁路等矢量数据
由“国家基础地理信息系统（ ｈｔｔｐ： ／ ／ ｎｆｇｉｓ． ｎｓｄｉ． ｇｏｖ．
ｃｎ ／ ）”提供，用作 ＩｎＶＥＳＴ 模型的输入参数之一．
ＳＲＴＭ ９０ ｍ 空间分辨率 ＤＥＭ 下载自 ｈｔｔｐ： ／ ／ ｓｒｔｍ．
ｃｓｉ．ｃｇｉａｒ．ｏｒｇ ／ ，用于确定流域水系和划分子流域．
１􀆰 ３　 研究方法
１􀆰 ３􀆰 １土地利用变化分析 　 首先，利用土地转移矩
阵掌握研究初期各类型土地的流失去向以及研究末
期各土地利用类型的来源与构成［２３］ ．其次，基于常用
性、简化性等原则，选取多样性指数、均匀度指数、蔓延
度指数和破碎度指数从空间构型上进一步分析土地利
用景观格局特征及其演变．各指数计算方法和生态学
意义可参阅文献［２４－２６］．
１􀆰 ３􀆰 ２ ＩｎＶＥＳＴ 模型生境质量模块 　 ＩｎＶＥＳＴ 模型是由
斯坦福大学（ Ｓｔａｎｆｏｒｄ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ）开发，大自然保护协
会（Ｔｈｅ Ｎａｔｕｒｅ Ｃｏｎｓｅｒｖａｎｃｙ）和世界自然基金会（Ｗｏｒｌｄ
Ｗｉｄｅ Ｆｕｎｄ ｆｏｒ Ｎａｔｕｒｅ）联合支持的生态系统服务功能
评估模型，能辅助自然资源管理决策．在其生境质量子
模块中，假定生境质量受制于反映人类活动强度的土
地利用方式，生境的范围缩减或质量下降可能带来区
域土地利用生态效应的恶化．该模型中生境质量是 ４
个变量的函数：胁迫因子的影响距离、生境对各胁迫因
子的敏感性、生境与胁迫因子源的距离及土地受法律
保护程度．胁迫因子对生境的影响随距离的增大呈指
数型衰减．由于京津冀土地法律保护工作比较到位，本
文主要考虑前 ３个变量的影响．为得到生境质量，需先
计算得到生境退化程度，计算公式为［２７］：
Ｄｘｊ ＝∑
Ｒ
ｒ ＝ １
∑
Ｙ ｒ
ｙ ＝ １
ｗｒ
∑
Ｒ
ｒ ＝ １
ｗｒ
æ
è
ç
ç
ö
ø
÷
÷ ｒｙ ｉｒｘｙβｘＳ ｊｒ （１）
式中：Ｄｘｊ为生境退化程度；Ｒ 为胁迫因子个数；ｗｒ 为胁
迫因子 ｒ的权重；Ｙｒ 为胁迫因子层在地类层上的栅格
个数；ｒｙ 为地类层每个栅格上胁迫因子的个数；βｘ 为法
律保护程度；Ｓ ｊｒ为 ｊ类型土地覆被对胁迫因子 ｒ的敏感
性．
在此基础上，计算得到生境质量得分：
Ｑｘｊ ＝Ｈ ｊ １－
Ｄｚｘｊ
Ｄｚｘｊ＋ｋ
ｚ
æ
è
ç
ö
ø
÷
æ
è
ç
ö
ø
÷ （２）
式中：Ｑｘｊ为土地利用 ／土地覆被 ｊ 中栅格 ｘ 的生境质
量；Ｈ ｊ 为土地利用 ／土地覆被 ｊ 的生境属性，当仅从宏
观角度研究生境质量而不涉及具体物种时，常采用二
分法定义 Ｈ ｊ 值，即土地利用 ／土地覆被 ｊ为生境时 Ｈ ｊ ＝
１，否则为 ０［２７］；ｋ是半饱和常数．
建设用地是所有地表覆被类型中人类活动最集中
的体现，反映了人为活动对生境等自然系统的威胁，而
裸地植被覆盖度极低，环境条件较为恶劣．因此本文将
建设用地和裸地设定为非生境，耕地、林地、草地和水
体等设定为生境．选取主要道路、次要道路、高速公路、
铁路以及建设用地和裸地作为胁迫因子，其原因一方
面是生境质量演变主要受到人类活动的胁迫，而人类
改造地表的活动及建设用地扩张是这一胁迫因子最集
中和强烈的显示；另一方面本文主要考虑具有良好生
态效应的地类为生境，而盐碱地、沙地等裸地基本无植
被覆盖，生态系统条件恶劣且不稳定，并容易侵蚀周围
土地覆被，造成盐碱化、沙化等后果，对其他生境造成
干扰和威胁区域生态安全．各胁迫因子最大影响距离、
权重及不同生境对 ６种胁迫因子敏感性的设置（表 １、
表 ２）一方面参考了国内外学者在类似地区的研
究［２０，２８－３１］和模型指导手册［２７］，另一方面则基于对自然
地理学、生态学等领域专家的访谈．
１􀆰 ３􀆰 ３空间自相关　 空间自相关指地理事物的某一属
性在不同空间位置上的相关程度［３２］，其统计内容主要
包括空间对象与其相邻单元的空间位置关系及属性特
征．空间自相关分析分为全局自相关分析和局部自相
关分析．全局自相关分析能检测属性值在整个区域的
空间关联模式，描述其在整个区域上有无集聚效应［３３］ ．
表 １　 胁迫因子及其最大影响距离和权重
Ｔａｂｌｅ １ 　 Ｔｒｅａｔｓ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ｍａｘｉｍｕｍ ｄｉｓｔａｎｃｅ ｏｆ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ
ａｎｄ ｗｅｉｇｈｔ
胁迫因子
Ｔｈｒｅａｔｓ
最大影响距离
Ｍａｘｉｍｕｍ ｄｉｓｔａｎｃｅ
ｏｆ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ
权重
Ｗｅｉｇｈｔ
主要道路 Ｍａｉｎ ｒｏａｄ １０ ０．６
次要道路 Ｍｉｎｏｒ ｒｏａｄ ５ ０．４
高速公路 Ｅｘｐｒｅｓｓｗａｙ ８ ０．５
铁路 Ｒａｉｌｗａｙ ７ ０．５
建设用地 Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｌａｎｄ １２ １．０
裸地 Ｂａｒｅ ｌａｎｄ ５ ０．２
９５４３１１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 吴健生等： 基于土地利用变化的京津冀生境质量时空演变　 　 　 　 　 　
表 ２　 生境对各胁迫因子的敏感性
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｔｙｐｅｓ ｔｏ ｅａｃｈ ｔｈｒｅａｔ
地类
Ｌａｎｄ ｔｙｐｅ
主要道路
Ｍａｉｎ ｒｏａｄ
次要道路
Ｍｉｎｏｒ ｒｏａｄ
高速公路
Ｅｘｐｒｅｓｓｗａｙ
铁路
Ｒａｉｌｗａｙ
建设用地
Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｌａｎｄ
裸地
Ｂａｒｅ ｌａｎｄ
耕地 Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ ０．８ ０．６ ０．７ ０．６ １．０ ０．５
林地 Ｆｏｒｅｓｔ ０．９ ０．７ ０．７ ０．８ １．０ ０．５
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ０．９ ０．７ ０．７ ０．８ １．０ ０．８
水域 Ｗａｔｅｒ ０．６ ０．４ ０．５ ０．５ ０．８ ０．４
全局 Ｍｏｒａｎ 指数是最常用的度量指标，其值域为
［－１，１］，正值为正相关，负值为负相关，为零时不相
关．局部自相关分析则可帮助掌握空间属性的异质
性特征，计算每个空间单元与邻近单元就某一属性
的相关程度［３４］，识别聚集区域的空间位置和范围，
可借助 Ｍｏｒａｎ散点图和 ＬＩＳＡ 集聚图来表示．将 Ｍｏ⁃
ｒａｎ散点图各象限内的散点与显著性水平（Ｐ＜０．０５）
相结合得到 ＬＩＳＡ集聚图，通过该图能清楚看到局部
空间相关性的分布格局．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 土地利用变化
２􀆰 １􀆰 １土地利用转移矩阵分析　 ２０００ 和 ２０１０ 年，耕
地、林地和草地均为研究区主要地类，构成了景观基
质（图２） ．２０００—２０１０年，京津冀经历了较强烈的
图 ２　 ２０００和 ２０１０年各地类面积
Ｆｉｇ．２　 Ａｒｅａ ｏｆ ｅａｃｈ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｔｙｐｅ ｉｎ ２０００ ａｎｄ ２０１０．
ＬＵＣＣ过程：耕地面积减少 ３７２３．６７ ｋｍ２，减幅最大，
为 ３．２％；水体减少 ４１．９６ ｋｍ２，减幅为 １．０％．林地、草
地、建设用地和裸地均有不同程度增加，其中，建设
用地剧烈扩张，增加了 ２６７４． ４３ ｋｍ２，增幅高达
１８􀆰 １％；林地和草地也有较多增长，分别转入 ４０６．４９
和 ６８６．９３ ｋｍ２，增幅达 １．０％和 １．８％；裸地仅增加
２􀆰 ５４ ｋｍ２，但由于其基数较小，故减幅较大，为
３􀆰 ７％．因此，建设用地急剧扩张、耕地资源快速减少
是该时期京津冀土地利用变化的一大特点．
为全面了解京津冀土地利用变化的结构特征与
各地类变化方向［２３］，构建土地利用转移矩阵 （表
３）．２０００—２０１０ 年，研究区耕地中有 ９３．３％较为稳
定，并未发生地类转换，减少的耕地主要转出为建设
用地和草地，所占比例分别为 ２．９％和 ２．７％，并有
０．４％转出为林地，反映出耕地成为研究期间该区建
设用地快速扩张的一大重要来源及河北省自 ２００２
年所全面开展的退耕还林还草工程的直接效益．林
地保留也较多（９０．３％），其转出类型主要为草地，所
占比例为 ８．７％．草地中有 ８３．２％保持稳定，转出部
分以林地、耕地为主，所占比例为 １０．４％和 ４．７％，并
有 １．３％转为建设用地，表明该区生态建设取得一定
效益，但也存在着可能导致生态退化的毁草开荒等
行为． 水域转出类型主要为耕地，所占比例为
１４􀆰 ７％，此外分别有 ４．１％和 ３．２％转为草地和建设
用地．建设用地虽然呈现出明显扩张趋势，但仍有
８􀆰 ６％转为耕地，这可能与“空心村”、废旧宅基地整
表 ３　 京津冀 ２０００—２０１０年土地利用转移矩阵
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｌａｎｄ ｕｓｅ ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ｍａｔｒｉｘ ｏｆ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ ｉｎ ２０００－２０１０ （％）
年份
Ｙｅａｒ
地类
Ｌａｎｄ ｔｙｐｅ
２０１０
耕地
Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ
林地
Ｆｏｒｅｓｔ
草地
Ｇｒａｓｓｌａｎｄ
水域
Ｗａｔｅｒ
建设用地
Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｌａｎｄ
裸地
Ｂａｒｅ ｌａｎｄ
２０００ 耕地 Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ ９３．３ ０．４ ２．７ ０．６ ２．９ ０．１
林地 Ｆｏｒｅｓｔ ０．９ ９０．３ ８．７ ０．０ ０．１ ０．０
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ４．７ １０．４ ８３．２ ０．３ １．３ ０．１
水域 Ｗａｔｅｒ １４．７ １．６ ４．１ ７６．３ ３．２ ０．１
建设用地 Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｌａｎｄ ８．６ ０．２ ０．４ ０．３ ９０．５ ０．０
裸地 Ｂａｒｅ ｌａｎｄ １．９ ０．５ ２７．６ ０．２ ２．０ ６７．８
０６４３ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
理工作有关．裸地变化率最大，主要转出为草地，所
占比例为 ２７．６％，同时也分别有 １．９％和 ２．０％成为
新增耕地和建设用地的来源．因此，耕地转为建设用
地、林地和草地间的相互转换及水体转为耕地是
２０００—２０１０年京津冀主要的土地利用变化类型．
２􀆰 １􀆰 ２景观多样性和空间构型变化　 在分析土地利
用数量变化的基础上，基于景观格局视角进一步探
究京津冀 ＬＵＣＣ 特征（表 ４）．多样性指数和均匀度
指数能反映景观中斑块类型的丰富程度和比例大
小，其值越大表明斑块类型越多或各景观组分所占
比例越接近．京津冀的景观多样性指数和均匀度指
数分别由 ２０００ 年的 １．２２１０ 和 ０．６８１５ 增加为 ２０１０
年的 １．２５０６和 ０．６９８０，反映出景观结构异质性的减
弱有一定均衡化趋势．２０００年，各景观组分中耕地所
占比例最大，约 ５４％，构成景观基质．林地和草地二
者面积之和所占比例超过 ３７％，也是重要的景观组
分．２０１０年，建设用地急剧扩张及伴随而来的耕地面
积减少，加之林地、草地不同程度的增加，各景观组
分所占面积比例差异变小，导致景观多样性指数和
均匀度指数增大．
蔓延度指数可测度同一景观组分的集聚程度，
其值越大，表明斑块集聚程度越高，连通性较好，反
之则说明景观由较多小斑块组成．２０００和 ２０１０年蔓
延度指数分别为 ４６．８８１０ 和 ４５． ３５６４，属于中等水
平，表明景观中存在一定大斑块现象，主要有耕地、
林地和草地等斑块．蔓延度指数的降低，表明斑块数
目的增多和平均面积的减小，其原因可能与该区各
县域在研究时段内新增部分小型建设用地斑块、而
较少增加大型建设用地斑块有关．小型建设用地斑
块的大量增加势必导致原有大型耕地、草地等斑块
的减小，从而使得蔓延度指数降低．这与描述景观空
间结构复杂性和割裂、破碎程度的破碎度指数的变
化相一致．该指数在 ２０００—２０１０年由 ０．０３６５增大为
０．０３８０，说明在具有一定随机性的人类活动干扰下
景观结构复杂程度提高，整体破碎化趋势上升，加大
了该区维持生态平衡和保持生境质量的压力．
表 ４　 京津冀 ２０００—２０１０年景观格局指数变化
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｃｈａｎｇｅｓ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｍｅｔｒｉｃｓ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃
Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ ｉｎ ２０００－２０１０
年份
Ｙｅａｒ
多样性指数
ＳＨＤＩ
均匀度指数
ＳＨＥＩ
蔓延度指数
ＣＯＮＴＡＧ
破碎度指数
ＦＮ
２０００ １．２２１０ ０．６８１５ ４６．８８１０ ０．０３６５
２０１０ １．２５０６ ０．６９８０ ４５．３５６４ ０．０３８０
２􀆰 ２　 京津冀生境质量的时空演变
２􀆰 ２􀆰 １区域生境质量总体评估　 运行生境质量模块
得到京津冀 ２０００ 和 ２０１０ 年生境质量空间分布图
（图 ３）．２０００年整体生境质量出现东南部和南部低、
北部和西部高的趋势．东南部和南部生境质量分值
多在 ０．７以下，存在较多 ０～０．３ 等级的生境，大型斑
块主要分布在北京、天津、石家庄、秦皇岛等大型城
市周边区域，小型斑块则多零散分布于东南部和西
北部等区域．由于距城市较近或位于主要路网连结
处，上述生境受到较多人为活动的干扰，导致其生境
质量也最差．北部和西部生境质量整体较优，分值多
在 ０．６以上，但距离主要道路较近的生境质量也较
差，分值集中在 ０．４ ～ ０．７．少部分位于路网连接点附
近的生境质量得分低至 ０～０．３，零星分布于研究区．
与 ２０００年相比，２０１０ 年京津冀地区生境质量
空间分布格局呈现出明显的东南部和南部较低、北
部和西部较高的特征，特别是东南部和南部生境质
量明显下降，０．５ ～ ０．７ 和 ０．７ ～ ０．９ 等级的生境增多．
究其原因，一方面得分 ０ ～ ０．３ 的低质量生境大斑块
呈蔓延式扩大，并继续影响周边区域，导致更多的低
质量生境出现．另一方面，京津冀特别是平原区，在
２０１０年形成了许多小型建设用地斑块，使得原有集
中连片的自然景观破碎化．在这一快速城镇化过程
中有较多耕地和草地被占用为建设用地，即原有生
境转变为新的胁迫因子，出现了生境丧失现象，且新
的胁迫因子将继续威胁其周边生境的质量．
２􀆰 ２􀆰 ２基于流域的生境质量时空演变 　 基于 ＳＲＴＭ
９０ ｍ ＤＥＭ，在 ＧＩＳ平台中利用水文分析工具提取京
津冀主要水系，根据海河流域水系分布情况，确定出
滦河流域、白河⁃潮白河⁃潮白新河、永定河流域与老
漳河⁃滏东排河⁃北排河等 ４ 大水系及 １３４ 个子流域
（图 ４）．沿上述流域延伸方向布设剖面线，剖面线上
的样点序号由小到大对应水系的上中下段，以分析
各流域不同段位生境质量特征及其演变．所划分的
子流域则作为识别京津冀生境质量空间分布关联模
式的基本评价单元．
１）滦河流域剖面线生境质量时空演变．滦河流
域剖面线样点的生境质量具有明显的分段特征（图
５ａ）．上段地区（样点 １～２３０）两时期生境质量整体较
优，总体上 ２０１０ 年略低于 ２０００ 年，但差距较小．该
部分样带穿过的区域主要为围场县和隆化县，属于
重要的生态涵养区．中段地区（样点 ２３１ ～ ４６０）两时
期生境质量整体低于上段，并有部分极低生境质量
样点出现，总体上 ２０１０年略低于 ２０００年，出现不同
１６４３１１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 吴健生等： 基于土地利用变化的京津冀生境质量时空演变　 　 　 　 　 　
图 ３　 京津冀生境质量空间分布
Ｆｉｇ．３　 Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃
Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ．
ａ）２０００； ｂ）２０１０．
图 ４　 京津冀流域剖面线及子流域划分
Ｆｉｇ．４　 Ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｐｒｏｆｉｌｅ ａｎｄ ｓｕｂ⁃ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｄｉｖｉｄｉｎｇ ｏｆ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃
Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ Ａｒｅａ．
①②③④分别为滦河流域、白河⁃潮白河⁃潮白新河流域、永定河流域
及老漳河⁃滏东排河⁃北排河流域的剖面线 ①②③④ ｒｅｆｅｒｒｅｄ ｔｏ ｐｒｏｆｉｌｅ
ｏｆ Ｌｕａｎｈｅ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ， Ｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉｘｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ， Ｙｏｎｇｄｉｎｇ
Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ ａｎｄ Ｌａｏｚｈａｎｇ⁃Ｆｕｄｏｎｇｐａｉ⁃Ｂｅｉｐａｉ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ．
程度的退化现象，但也有部分有所改善的样点．该部
分样带主要穿过承德市辖区、承德县和宽城县，从而
导致部分低质量样点的出现．下段地区（样点 ４３１ ～
６６７）生境质量相对最差，同 ２０００ 年生境质量相比，
２０１０年下降幅度较大，退化趋势明显．该部分样带主
要穿过迁安县、卢龙县和昌黎县．因此，滦河流域
２０１０年生境质量整体低于 ２０００ 年，上游以生态涵
养功能为主，中游在具有随机性的人为活动干扰下
变化相对剧烈，下游则有明显生境退化现象．
２）白河⁃潮白河⁃潮白新河流域剖面线生境质量
时空演变．该流域剖面线样点的生境质量同样具有
明显分段特征（图 ５ｂ）．上段地区（样点 １～１９０）两时
期生境质量整体较优，２０１０ 年部分样点生境质量有
所退化，但同 ２０００ 年差距相对较小．该部分样带主
要穿过赤城县、延庆县和怀柔县，生态状况整体较
好．中段地区（样点 １９１ ～ ３８４）在整个流域中生境质
量最低，且波动较大，２０１０ 年同 ２０００ 相比退化较为
严重．该部分主要经过密云西南部、顺义、平谷南部、
三河市、宝坻西北部，由于较多建设用地的存在使得
该区生境质量受到较大影响．下段地区（样点 ３８５ ～
４７８）生境质量整体优于中段，以退化样点为主．退化
严重的样点主要受到 ２０１０年新增建设用地的影响，
但由于多数为小型建设用地斑块而非中游地区的大
型建设用地斑块，故退化程度并不如中段严重．该样
带主要包括宝坻县南部和宁河县西北部．
３）永定河流域剖面线生境质量时空演变．该流
域剖面线样点的生境质量也具有一定分段特征（图
５ｃ）．上段地区（样点 １～２１０）两时期生境质量整体较
好，２０１０年部分样点生境质量出现一定程度退化．但
也有部分样点因位于建设用地或其周边区域，生境
质量极低．该样带主要穿过宣化县和涿鹿县．中段地
区（样点 ２１１～３３７）生境质量明显低于上游地区，且
波动较大，２０１０ 年整体低于 ２０００ 年．该部分主要经
过北京市辖区和大兴县，高度的城市化及其扩张给
自然景观造成了巨大压力，强烈且复杂的人为活动
也导致了生境质量的剧烈变化．下段地区 （样点
３３８～５６２）整体生境质量也较低，且波动更大，２０１０
年整体低于 ２０００年．由于该部分样点多数穿过耕地
与建设用地的镶嵌斑块，故一方面受建设用地的影
响而产生较多低质量生境样点，另一方面也由于部
分样点穿过较大耕地斑块、受胁迫因子影响较小而
产生生境质量相对较好的样点．这也反映了低密度
建设用地扩张同大范围蔓延式扩张相比，其对生境
的影响更具随机性和波动性．该部分样带主要包括
大兴县中南部、廊坊市和武清县．
４）老漳河⁃滏东排河⁃北排河流域剖面线生境质
量时空演变．样点生境质量的分段特征在该流域也
有所体现（图 ５ｄ）．上段地区（样点 １～１８０）和下段地
区（样点 ４２０ ～ ５５３）生境质量相对较优，且 ２０００ 年
整体略高于 ２０１０ 年．样带上段主要包括隆尧县、新
河县和冀州市等，下段主要包括沧州市和黄骅市．中
段地区（样点 １８１～４１９）生境质量相对较低，且波动
性强，２０００ 年整体高于 ２０１０ 年，该部分样带主要包
括武邑县、泊头市等，位于河北省中部平原区，以耕
地和小型建设用地景观为主，加上较密集的路网，使
得生境所受扰动具有一定随机性．
２６４３ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
图 ５　 ２０００和 ２０１０年流域剖面线样点生境质量
Ｆｉｇ．５　 Ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ ｓａｍｐｌｅ ｐｏｉｎｔｓ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｐｒｏｆｉｌｅｓ ｉｎ ２０００ ａｎｄ ２０１０．
ａ）滦河流域 Ｌｕａｎ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ； ｂ）白河⁃潮白河⁃潮白新河流域 Ｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉ⁃Ｃｈａｏｂａｉｘｉｎ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ； ｃ）永定河流域 Ｙｏｎｇｄｉｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ； ｄ）老漳河⁃
滏东排河⁃北排河流域 Ｌａｏｚｈａｎｇ⁃Ｆｕｄｏｎｇｐａｉ⁃Ｂｅｉｐａｉ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ．
２􀆰 ２􀆰 ３子流域生境质量空间自相关时空演变　 为全
面了解京津冀基于土地利用变化的生境质量格局及
其时空分异性，从流域尺度上识别其空间分布的关
联模式．首先统计出各子流域 ２０００ 和 ２０１０ 年的生
境总面积（ｋｍ２）及单元内所有栅格的生境质量得分
总和，将得分总和除以生境总面积求得单位面积生
境质量得分值，以此作为该流域生境质量的表征．其
次，在 ＧｅｏＤａ中对两时期子流域生境质量格局进行
空间自相关分析，探讨其时空分异性．
由全局自相关分析可知，２０００ 和 ２０１０ 年基于
流域的单位面积生境质量值（分别记为 ｑｕａｌ２０００，
ｑｕａｌ２ ０ １ ０ ）全局Ｍｏｒａｎ指数分别为 ０ ． ４ ３ ７ （ Ｍｏｎｔｅ
３６４３１１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 吴健生等： 基于土地利用变化的京津冀生境质量时空演变　 　 　 　 　 　
图 ６　 基于流域的单位面积生境质量值 Ｍｏｒａｎ散点图
Ｆｉｇ．６　 Ｍｏｒａｎ ｓｃａｔｔｅｒ ｐｌｏｔ ｆｏｒ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｐｅｒ ｋｍ２ ｂａｓｅｄ ｏｎ
ｂａｓｉｎ ｓｃａｌｅ．
ａ）２０００； ｂ）２０１０． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
Ｃａｒｌｏ检验，Ｐ＜０．０１）和 ０．４８５（Ｍｏｎｔｅ Ｃａｒｌｏ 检验，Ｐ＜
０．０１），各流域生境质量具有一定的空间正相关性，
在空间上存在一定集聚现象．全局 Ｍｏｒａｎ 指数在
２０１０年的增大表明流域生境质量空间集聚性有所
增强．
对 ２０００和 ２０１０年流域单位面积生境质量进行
局部自相关分析，两期 Ｍｏｒａｎ 散点图（图 ６）中多数
点位于第 １、３象限，即高生境质量流域为高生境质
量流域包围，低生境质量流域为低生境质量流域包
围．这与京津冀生境质量整体上东南部和南部低、北
部和西部高的特征相一致．
由 ＬＩＳＡ集聚图（图 ７）可知，２０００ 年“高高”型
生境质量流域的空间聚集区主要分布在北部滦河流
域和白河流域上游地区，反映该区生境质量整体较
好，可定位为生态涵养区．“低低”型空间聚集区域多
集中在永定河中下游和潮白河流域部分地区，表明
其生境质量处于较低水平．“高低”和“低高”型区域
并未出现明显集聚．２０１０年“高高”型空间聚集区域
同 ２０００年相比在西南方向有所扩展，反映了近年来
该区生态退耕政策的效益，今后仍需做好对上述流
域的生态保护工作，维持其生态涵养功能．“低低”型
生境质量流域的空间聚集区域则向滏东排河方向有
图 ７　 基于流域的单位面积生境质量得分 ＬＩＳＡ集聚图
Ｆｉｇ．７　 ＬＩＳＡ ｃｌｕｓｔｅｒ ｍａｐｓ ｏｆ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｓｃｏｒｅ ｐｅｒ ｋｍ２ ｂａｓｅｄ
ｏｎ ｂａｓｉｎ ｓｃａｌｅ．
一定外推，再次验证了“摊大饼”式的城市扩张对生
境的威胁性．永定河流域附近 ２０１０ 年出现少量“高
低”型集聚区，其生境质量极易受到周围低质量流
域的影响，应加强生态治理，划定并严格守护生态
“红线”，提高生态系统健康水平以规避不可持续发
展带来的恶果．
３　 讨　 　 论
本文以京津冀这一快速城镇化、人类活动密集
而复杂，且生态系统类型众多、ＬＵＣＣ 过程显著的地
区为研究区，分析了主要道路、次要道路、高速公路、
铁路以及建设用地和裸地等对生境的胁迫，并从流
域尺度关注了土地利用变化所引起的生境质量时空
分异性．研究成果能为该区及其他类似区域的生态
保护实践和可持续土地规划与管理提供科学依据．
２０００—２０１０年，该区土地利用变化基本趋势为
建设用地、林地和草地大幅增加，耕地减少较多，水
体和裸地变化相对较小，呈现出建设用地急剧扩张、
耕地资源快速减少的特点．主要的土地利用变化类
型包括耕地转为建设用地、林地和草地间的相互转
换及水体转为耕地．在人口增长、经济发展、农业生
产条件等因素［３５］驱动下，建设用地扩张侵占了部分
耕地、草地和林地，一方面存在一定因发展而产生的
４６４３ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
刚性需求：２０００—２０１０年北京、天津、河北省地区生
产总值分别由 ２４７８．７６、１７０１．８８ 和 ５０４３．９６ 亿元增
长为 １４１１３．６０、９２２４．４６和 ２０３９４．２６亿元［３６－３８］，增长
率高达 ４６９．４％、４４２．０％和 ３０４．３％，如此快速的增长
需要相应数量的建设用地来承载．另一方面城乡结
合部和部分郊区农户也出于获取更高经济收益的目
的而倾向于将耕地转为建设用地．
上述土地利用变化过程导致景观结构异质性有
所减弱、破碎化程度提升．总体上，生境质量整体呈
现出东南部和南部较低、北部和西部较高的空间格
局．基于流域的分析表明，生境质量在各流域具有明
显的分段特征及一定空间集聚性，整体上 ２０１０ 年生
境质量低于 ２０００ 年，但也有部分区域有所改善．滦
河流域下段、白河⁃潮白河⁃潮白新河流域中段、永定
河流域中下段及老漳河⁃滏东排河⁃北排河流域中段
生境质量较差且波动性大，而其余部分相对较优．上
述特征产生的可能原因在于：东南部和南部多为平
原区，频繁的人类活动对生境产生了较强烈的人为
干扰，使生境质量受到影响；而北部和西部多为山
地、高原，由地形主导形成的各种小生境为丰富的生
物多样性提供了基础［１４］，构成了良性的土地利用生
态效应．此外，受退耕还林还草等生态政策的影响，
林地、草地有所增加，部分流域生境质量也相应得到
了改善．
白杨等［３９］认为，森林生态系统对涵养水源、环
境净化和固碳释氧等具有重要作用，郑江坤等［４０］则
证实了土地利用变化是生态服务价值变化的直接原
因．因此，在今后流域（特别是部分生境质量较低的
流域中下游）土地规划和生态保护工作中需优化林
地、耕地、建设用地等景观格局，在保持合理的经济
增长基础上也应配置必要的生态用地．此外，今后城
镇化发展过程中也应注意对城市空间形态的研究和
控制，避免低密度、低效率的零散式建设用地扩张，
加强农村闲置宅基地等土地综合整治工作，以减少
其对生境影响的随机性和波动性，提高生态用地连
通性和生态系统稳定性．
本研究尚存在一定不足之处，如受限于区域大
尺度生境质量遥感定量直接监测指标的缺乏，目前
只能开展基于胁迫的生境质量间接评估．进一步工
作中可考虑利用 ＩｎＶＥＳＴ 模型其他子模块，从物质
量角度模拟该区土地利用变化所引起的各项生态系
统服务的改变，提高生态效应评估的综合性．
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军）， ｅｔ ａｌ． Ｌａｎｄ ｕｓｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ａｎｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ．
Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ Ｓｃｉｅｎｃｅ （第四纪研究）， ２００３， ２３（３）： ２４７－
２５５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［８］　 Ｂａｌａｓｏｏｒｉｙａ ＢＬＷＫ， Ｓａｍｓｏｎ Ｒ， Ｍｂｉｋｗａ Ｆ， ｅｔ ａｌ． Ｂｉｏ⁃
ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ｏｆ ｕｒｂａｎ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｂｙ ａｎａｔｏｍｉｃａｌ ａｎｄ
ｃｈｅｍｉｃａｌ ｌｅａｆ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ａｎｄ Ｅｘｐｅｒｉ⁃
ｍｅｎｔａｌ Ｂｏｔａｎｙ， ２００９， ６５： ３８６－３９４
［９］　 Ｌｉｕ Ｈ （刘 　 华）， Ｃａｉ Ｙ （蔡 　 颖）， Ｙｕ Ｍ⁃Ｑ （於梦
秋）， ｅｔ ａｌ． Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｒｉｖｅｒ ｈａｂｉｔａｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｉｎ Ｙｉｘｉｎｇ
ｄｉｓｔｒｉｃｔ ｏｆ Ｔａｉｈｕ Ｌａｋｅ ｂａｓｉｎ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ
（生态学杂志）， ２０１２， ３１（５）： １２８８－１２９５ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［１０］　 Ｌｉｕ Ｍ⁃Ｘ （刘旻霞）． Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｃｈａｒａｃｔｅｒｓ ａｎｄ ｅｃｏ⁃
ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ｑｕａｌｉｔｙ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｎ ｎａｔｕｒｅ ｒｅｓｅｒｖｅ ｏｆ Ｘｉｈｕ
ｉｎ Ｄｕｎｈｕａｎｇ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｒｉｄ Ｌａｎｄ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉ⁃
ｒｏｎｍｅｎｔ （干旱区资源与环境）， ２００９， ２３（３）： １７１－
１７５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１１］　 Ｎｅｌｓｏｎ Ｅ， Ｍｅｎｄｏｚａ Ｇ， Ｒｅｇｅｔｚ Ｊ， ｅｔ ａｌ． Ｍｏｄｅｌｉｎｇ ｍｕｌｔｉ⁃
ｐｌｅ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅｓ， ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ， ｃｏｍ⁃
ｍｏｄｉｔｙ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ， ａｎｄ ｔｒａｄｅｏｆｆｓ ａｔ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｃａｌｅｓ．
Ｆｒｏｎｔｉｅｒｓ ｉｎ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ ｔｈｅ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２００９， ７： ４－
１１
［１２］ 　 Ｍｕｓｈｅｔ ＤＭ， Ｎｅａｕ ＪＬ， Ｅｕｌｉｓｓ ＮＨ． Ｍｏｄｅｌｉｎｇ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ
ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ ｇｒａｓｓｌａｎｄ ｌｏｓｓｅｓ ｏｎ ａｍｐｈｉｂｉａｎ ｈａｂｉｔａｔ． Ｂｉｏ⁃
ｌｏｇｉｃａｌ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ， ２０１４， １７４： ９３－１００
［１３］　 Ｓｈｅｒｒｏｕｓｅ ＢＣ， Ｓｅｍｍｅｎｓ ＤＪ， Ｃｌｅｍｅｎｔ ＪＭ． Ａｎ ａｐｐｌｉｃａ⁃
ｔｉｏｎ ｏｆ Ｓｏｃｉａｌ Ｖａｌｕｅｓ ｆｏｒ Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ Ｓｅｒｖｉｃｅｓ （ ＳｏｌＶＥＳ）
ｔｏ ｔｈｒｅｅ ｎａｔｉｏｎａｌ ｆｏｒｅｓｔｓ ｉｎ Ｃｏｌｏｒａｄｏ ａｎｄ Ｗｙｏｍｉｎｇ． Ｅｃｏ⁃
ｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ， ２０１４， ３６： ６８－７９
［１４］　 Ｘｕ Ｐ （徐　 佩）， Ｗａｎｇ Ｙ⁃Ｋ （王玉宽）， Ｙａｎｇ Ｊ⁃Ｆ （杨
金凤）， ｅｔ ａｌ． Ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｈｏｔｓｐｏｔｓ ｆｏｒ ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ
ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ Ｗｅｎｃｈｕａｎ ｅａｒｔｈｑｕａｋｅ⁃ｈｉｔ ａｒｅａ． Ａｃｔａ
Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２０１３， ３３（３）： ７１８－７２５
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１５］　 Ｙａｎｇ Ｚ⁃Ｇ （杨芝歌）， Ｚｈｏｕ Ｂ （周　 彬）， Ｙｕ Ｘ⁃Ｘ （余
新晓）， ｅｔ ａｌ． Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ａｎａｌｙｓｉｓ ａｎｄ ｃａｒｂｏｎ ｓｔｏｒａｇｅ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｓ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ ｍｏｕｎｔａｉｎｏｕｓ ａｒｅａｓ． Ｂｕｌｌｅｔｉｎ ｏｆ
５６４３１１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 吴健生等： 基于土地利用变化的京津冀生境质量时空演变　 　 　 　 　 　
Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ （水土保持通报）， ２０１２，
３２（３）： ４２－４６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１６］　 Ｂａｉ Ｙ （白 　 杨）， Ｚｈｅｎｇ Ｈ （郑 　 华）， Ｚｈｕａｎｇ Ｃ⁃Ｗ
（庄长伟）， ｅｔ ａｌ． Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅｓ ｖａｌｕａｔｉｏｎ ａｎｄ ｉｔｓ
ｒｅｇｕｌａｔｉｏｎ ｉｎ Ｂａｉｙａｎｇｄｉａｎ ｂａｉｓｎ： Ｂａｓｅｄ ｏｎ ＩｎＶＥＳＴ ｍｏ⁃
ｄｅｌ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２０１３， ３３（３）：
７１１－７１７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１７］　 Ｐéｒｅｚ⁃Ｖｅｇａ Ａ， Ｍａｓ Ｊ， Ｌｉｇｍａｎｎ⁃Ｚｉｅｌｉｎｓｋａ Ａ． Ｃｏｍｐａｒｉｎｇ
ｔｗｏ ａｐｐｒｏａｃｈｅｓ ｔｏ ｌａｎｄ ｕｓｅ ／ ｃｏｖｅｒ ｃｈａｎｇｅ ｍｏｄｅｌｉｎｇ ａｎｄ
ｔｈｅｉｒ ｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ ｌｏｓｓ
ｉｎ ａ ｄｅｃｉｄｕｏｕｓ ｔｒｏｐｉｃａｌ ｆｏｒｅｓｔ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｍｏｄｅｌｌｉｎｇ
＆ Ｓｏｆｔｗａｒｅ， ２０１２， ２９： １１－２３
［１８］　 Ｈｕａｎｇ Ｃ⁃Ｈ （黄从红）， Ｙａｎｇ Ｊ （杨　 军）， Ｚｈａｎｇ Ｗ⁃Ｊ
（张文娟）． Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅｓ ｅｖａｌｕａ⁃
ｔｉｏｎ ｍｏｄｅｌｓ： Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｐｒｏｇｒｅｓｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ⁃
ｌｏｇｙ （生态学杂志）， ２０１３， ３２（１２）： ３３６０－３３６７ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１９］　 Ｗｕ Ｊ⁃Ｓ （吴健生）， Ｌｉｕ Ｈ⁃Ｍ （刘洪萌）， Ｈｕａｎｇ Ｘ⁃Ｌ
（黄秀兰）， ｅｔ ａｌ． Ｄｙｎａｍｉｃ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｃｏｎ⁃
ｎｅｃｔｉｖｉｔｙ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｌａｎｄ： Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ，
Ｇｕａｎｇｄｏｎｇ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ ｏｆ Ｓｏｕｔｈ Ｃｈｉｎａ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２０１２， ２３ （ ９）：
２５４３－２５４９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２０］　 Ｗｕ Ｊ⁃Ｓ （吴健生）， Ｆｅｎｇ Ｚ （冯　 喆）， Ｇａｏ Ｙ （高　
阳）， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｓｅａｒｃｈ ｏｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｕｒｂａｎ ｌａｎｄ
ｐｏｌｉｃｙ ｂａｓｅｄ ｏｎ ＤＬＳ ｍｏｄｅｌ： Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ
Ｃｉｔｙ． Ａｃｔａ Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （地理学报）， ２０１４， ６９
（１１）： １６７３－１６８２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２１］　 Ｍａ Ｃ （马 　 程）， Ｌｉ Ｓ⁃Ｃ （李双成）， Ｌｉｕ Ｊ⁃Ｌ （刘金
龙）， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｇｉｏｎａｌｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ ｓｅｒｖｉｃｅｓ ｏｆ Ｂｅｉ⁃
ｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ ａｒｅａ ｂａｓｅｄ ｏｎ ＳＯＦＭ ｎｅｕｒａｌ ｎｅｔｗｏｒｋ．
Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ （地理科学进展）， ２０１３， ３２
（９）： １３８３－１３９３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２２］　 Ｃｈｅｎ Ｊ （陈　 军）， Ｃｈｅｎ Ｊ （陈　 晋）， Ｌｉａｏ Ａ⁃Ｐ （廖安
平）， ｅｔ ａｌ． Ｃｏｎｃｅｐｔｓ ａｎｄ ｋｅｙ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ ｆｏｒ ３０ ｍ ｇｌｏｂａｌ
ｌａｎｄ ｃｏｖｅｒ ｍａｐｐｉｎｇ． Ａｃｔａ Ｇｅｏｄａｅｔｉｃａ ｅｔ Ｃａｒｔｏｇｒａｐｈｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ （测绘学报）， ２０１４， ４３（６）： ５５１－５５７ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２３］　 Ｚｈｕ Ｈ⁃Ｙ （朱会义）， Ｌｉ Ｘ⁃Ｂ （李秀彬）． Ｄｉｓｃｕｓｓｉｏｎ ｏｎ
ｔｈｅ ｉｎｄｅｘ ｍｅｔｈｏｄ ｏｆ ｒｅｇｉｏｎａｌ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ． Ａｃｔａ Ｇｅｏ⁃
ｇｒａｐｈｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （地理学报）， ２００３， ５８（５）： ６４３－６５０
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２４］　 Ｇｕｓｔａｆｓｏｎ ＥＪ． Ｑｕａｎｔｉｆｙｉｎｇ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｐａｔｉａｌ ｐａｔｔｅｒｎ：
Ｗｈａｔ ｉｓ ｔｈｅ ｓｔａｔｅ ｏｆ ｔｈｅ ａｒｔ？ Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ， １９９８， １： １４３－
１５６
［２５］　 Ｗｕ Ｊ． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｃｈａｎｇｉｎｇ ｓｃａｌｅ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ
ａｎａｌｙｓｉｓ： Ｓｃａｌｉｎｇ ｒｅｌａｔｉｏｎｓ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ Ｅｃｏｌｏｇｙ， ２００４，
１９： １２５－１３８
［２６］　 Ｚｈａｎｇ Ｊ⁃Ｔ （张金屯）， Ｑｉｕ Ｙ （邱 　 扬）， Ｚｈｅｎｇ Ｆ⁃Ｙ
（郑凤英）． Ｑｕａｎｔｉｔａｔｉｖｅ ｍｅｔｈｏｄｓ ｉｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ
ａｎａｌｙｓｉｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｍｏｕｎｔａｉｎ Ｓｃｉｅｎｃｅ （山地学报），
２０００， １８（４）： ３４６－３５２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２７］　 Ｔａｌｌｉｓ Ｈ， Ｒｉｃｋｅｔｔｓ Ｔ， Ｇｕｅｒｒｙ Ａ， ｅｔ ａｌ． ＩｎＶＥＳＴ ２． ６． ０
Ｕｓｅｒ’ ｓ Ｇｕｉｄｅ： Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ Ｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｅｒｖｉｃｅｓ ａｎｄ Ｔｒａｄｅｏｆｆｓ． Ｓｔａｎｆｏｒｄ： Ｔｈｅ Ｎａｔｕｒａｌ Ｃａｐｉｔａｌ
Ｐｒｏｊｅｃｔ， ２０１３
［２８］　 Ｔｈｅｏｂａｌｄ ＤＭ， Ｃｒｏｏｋｓ ＫＲ， Ｎｏｒｍａｎ ＪＢ． Ａｓｓｅｓｓｉｎｇ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｃｏｎｎｅｃｔｉｖｉｔｙ： Ｌｏｓｓ ａｎｄ
ｆｒａｇｍｅｎｔａｔｉｏｎ ｏｆ ｗｅｓｔｅｒｎ ＵＳ ｆｏｒｅｓｔｓ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ａｐｐｌｉｃａ⁃
ｔｉｏｎｓ， ２０１１， ２１： ２４４５－２４５８
［２９］　 Ｐｅｔｒｏｓｉｌｌｏ Ｉ， Ｚａｃｃａｒｅｌｌｉ Ｎ， Ｓｅｍｅｒａｒｏ Ｔ， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃ⁃
ｔｉｖｅｎｅｓｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ ｐｏｌｉｃｉｅｓ ｏｎ ｔｈｅ ｓｅｃｕｒｉｔｙ
ｏｆ ｎａｔｕｒａｌ ｃａｐｉｔａｌ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ａｎｄ Ｕｒｂａｎ Ｐｌａｎｎｉｎｇ，
２００９， ８９： ４９－５６
［３０］　 Ｗｕ Ｊ， Ｆｅｎｇ Ｚ， Ｇａｏ Ｙ， ｅｔ ａｌ． Ｈｏｔｓｐｏｔ ａｎｄ ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ
ｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｅｒｖｉｃｅｓ： Ａ ｃａｓｅ
ｓｔｕｄｙ ｏｎ ａｎ ａｒｅａ ｗｉｔｈ ｉｎｔｅｎｓｉｖｅ ｈｕｍａｎ ａｃｔｉｖｉｔｉｅｓ． Ｅｃｏｌｏ⁃
ｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ， ２０１３， ２９： ５２９－５３７
［３１］　 Ｗｕ Ｊ⁃Ｓ （吴健生）， Ｚｈａｎｇ Ｌ⁃Ｑ （张理卿）， Ｐｅｎｇ Ｊ （彭
建）， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ ｒｅｃｏｇｎｉｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓｏｕｒｃｅ ａｒｅａ
ｏｆ ｔｈｅ ｕｒｂａｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｓｅｃｕｒｉｔｙ ｐａｔｔｅｒｎ ｉｎ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ． Ａｃ⁃
ｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２０１３， ３３ （ １３）：
４１２５－４１３３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３２］　 Ｇｅｔｉｓ Ａ， Ｏｒｄ ＪＫ． Ｔｈｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｓｐａｔｉａｌ ａｓｓｏｃｉａｔｉｏｎ ｂｙ
ｕｓｅ ｏｆ ｄｉｓｔａｎｃｅ ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ． Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌ Ａｎａｌｙｓｉｓ， １９９２，
２４： １８９－２０６
［３３］ 　 Ｍｏｒａｎ ＰＡ． Ｎｏｔｅｓ ｏｎ ｃｏｎｔｉｎｕｏｕｓ ｓｔｏｃｈａｓｔｉｃ ｐｈｅｎｏｍｅｎａ．
Ｂｉｏｍｅｔｒｉｋａ， １９５０， ３７： １７－２３
［３４］　 Ｇｏｎｇ Ｙ⁃Ｌ （公云龙）， Ｚｈａｎｇ Ｓ⁃Ｌ （张绍良）， Ｚｈａｎｇ Ｌ⁃
Ｌ （章兰兰 ）． Ｓｐａｔｉａｌ ａｕｔｏｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｕｒｂａｎ ｌａｎｄ
ｐｒｉｃｅ： Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｓｕｚｈｏｕ． Ｅｃｏｎｏｍｉｃ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ （经
济地理）， ２０１１， ３１（１１）： １９０６－１９１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３５］　 Ｈｕ Ｑ⁃Ｌ （胡乔利）， Ｑｉ Ｙ⁃Ｑ （齐永青）， Ｈｕ Ｙ⁃Ｃ （胡引
翠）， ｅｔ ａｌ． Ｃｈａｎｇｅｓ ａｎｄ ｄｒｉｖｉｎｇ ｆｏｒｃｅｓ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ／ ｃｏｖｅｒ
ａｎｄ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｉｎ Ｂｅｉｊｉｎｇ⁃Ｔｉａｎｊｉｎ⁃Ｈｅｂｅｉ ｒｅｇｉｏｎ．
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ⁃Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ （中国生态农业学
报）， ２０１１， １９（５）： １１８２－１１８９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３６］　 Ｂｅｉｊｉｎｇ Ｍｕｎｉｃｉｐａｌ Ｂｕｒｅａｕ ｏｆ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ （北京市统计
局）． Ｓｔａｔｉｓｔｉｃａｌ Ｙｅａｒｂｏｏｋ ｏｆ Ｂｅｉｊｉｎｇ： ２０１１． Ｂｅｉｊｉｎｇ：
Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ Ｐｒｅｓｓ， ２０１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３７］　 Ｔｉａｎｊｉｎ Ｍｕｎｉｃｉｐａｌ Ｂｕｒｅａｕ ｏｆ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ （天津市统计
局）． Ｓｔａｔｉｓｔｉｃａｌ Ｙｅａｒｂｏｏｋ ｏｆ Ｔｉａｎｊｉｎ： ２０１１． Ｂｅｉｊｉｎｇ：
Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃｓ Ｐｒｅｓｓ， ２０１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３８］　 Ｈｅｂｅｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｉａｌ Ｂｕｒｅａｕ ｏｆ Ｓｔａｔｉｓｔｉｃ （河北省统计局）．
Ｈｅｂｅｉ Ｅｃｏｎｏｍｉｃ Ｙｅａｒｂｏｏｋ： ２０１１． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｔｉｓ⁃
ｔｉｃｓ Ｐｒｅｓｓ， ２０１１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３９］　 Ｂａｉ Ｙ （白　 杨）， Ｏｕｙａｎｇ Ｚ⁃Ｙ （欧阳志云）， Ｚｈｅｎｇ Ｈ
（郑 　 华）， ｅｔ ａｌ． Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｆｏｒｅｓｔ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ
ｓｅｒｖｉｃｅｓ ｉｎ Ｈａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ， Ｃｈｉｎａ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２０１１， ３１（７）： ２０２９－ ２０３９ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４０］　 Ｚｈｅｎｇ Ｊ⁃Ｋ （郑江坤）， Ｙｕ Ｘ⁃Ｘ （余新晓）， Ｊｉａ Ｇ⁃Ｄ
（贾国栋）， ｅｔ ａｌ． Ｄｙｎａｍｉｃ ｅｖｏｌｕｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ
ｓｅｒｖｉｃｅ ｖａｌｕｅ ｂａｓｅｄ ｏｎ ＬＵＣＣ ｉｎ Ｍｉｙｕｎ Ｒｅｓｅｒｖｏｉｒ Ｃａｔｃｈ⁃
ｍｅｎｔ． Ｔｒａｎｓａｃｔｉｏｎｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｓｏｃｉｅｔｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ
Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ （农业工程学报）， ２０１０， ２６（９）： ３１５－
３２０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
作者简介　 吴健生，男，１９６５年生，教授． 主要从事景观生态
与土地利用研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｗｕｊｓ＠ ｐｋｕｓｚ．ｅｄｕ．ｃｎ
责任编辑　 杨　 弘
６６４３ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷