全 文 ：丽香铁路建设对沿线景观格局影响
的尺度效应及其生态风险∗
王德智１　 邱彭华２∗∗　 方源敏１
（ １昆明理工大学国土资源工程学院， 昆明 ６５００９３； ２海南师范大学地理与旅游学院， 海口 ５７１１５８）
摘　 要　 高原铁路作为大型廊道工程，线长点多、途经环境敏感，其对沿线生态环境影响评价
范围的界定在环评工作实践中易产生争议．本文以丽香铁路唐布至建塘段为研究对象，利用
２０１２年 １ ∶ １００００土地利用现状图和数字高程模型为数据源，采用缓冲区与景观指数方法，构
建了廊道切割度指数和廊道干扰累积作用指数，改进了衡量铁路建设后的生态风险指数．通
过定量分析不同空间尺度下铁路建设前后景观格局时空变化特征和演变规律，得到本段铁路
最适宜评价尺度，并在该尺度内对铁路建设前后生态风险时空变化特征进行分析．结果表明：
廊道切割度指数有效反映出铁路廊道对各种景观类型的切割方式和程度，廊道干扰累积作用
指数可衡量铁路风险源与风险受体之间暴露与危害关系；铁路建设后，铁路廊道将对沿线景
观产生较大的正中切割作用，边缘切割和内部切割作用较小，林地和草地所受影响最大；景观
格局指数在 ６００ ｍ缓冲区内尺度效应最明显，因此设置 ６００ ｍ为本段铁路最适宜生态影响评
价范围；铁路建设前，６００ ｍ评价区以低生态风险为主，铁路建设后，生态风险显著增加，以中
等以上生态风险区域为主；研究区生态风险具有南低北高，多核环形的分布特征．
关键词　 景观格局； 生态风险； 尺度效应； 廊道切割； 高原铁路
∗国家自然科学基金项目（４１３６１０９０，４１１６１０７１）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｃｐｈｓｃｎｕ＠ １６３．ｃｏｍ
２０１４⁃０９⁃０５收稿，２０１５⁃０３⁃２０接受．
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）０８－２４９３－１１　 中图分类号　 Ｐ９５１； Ｘ８２６　 文献标识码　 Ａ
Ｓｃａｌｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ Ｌｉ⁃Ｘｉａｎｇ Ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｉｍｐａｃｔ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ａｎｄ ｉｔｓ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ
ｒｉｓｋ． ＷＡＮＧ Ｄｅ⁃ｚｈｉ１， ＱＩＵ Ｐｅｎｇ⁃ｈｕａ２， ＦＡＮＧ Ｙｕａｎ⁃ｍｉｎ１ （ １Ｆａｃｕｌｔｙ ｏｆ Ｌａｎｄ Ｒｅｓｏｕｒｃｅ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，
Ｋｕｎｍｉｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， Ｋｕｎｍｉｎｇ ６５００９３， Ｃｈｉｎａ； ２Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ ａｎｄ
Ｔｏｕｒｉｓｍ， Ｈａｉｎａｎ Ｎｏｒｍａｌ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｈａｉｋｏｕ ５７１１５８， Ｃｈｉｎａ） ． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６
（８）： ２４９３－２５０３．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ａｓ ａ ｌａｒｇｅ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｐｒｏｊｅｃｔ， ｐｌａｔｅａｕ ｒａｉｌｗａｙ ｈａｓ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｐｏｉｎｔｓ ａｎｄ ｐａｓｓｅｓ ｖａｒｉｏｕｓ ｓｅｎｓｉ⁃
ｔｉｖｅ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ ａｌｏｎｇ ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ． Ｔｈｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｓｃｏｐｅ ｏｆ ｉｍｐａｃｔ ｏｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔ ｆｒｏｍ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｉｓ ｏｆｔｅｎ ｃｏｎｔｒｏｖｅｒｓｉａｌ ｉｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｉｍｐａｃｔ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｗｏｒｋ． Ｔａｋｉｎｇ
ｔｈｅ Ｔａｎｇｂｕ⁃Ｊｉａｎｔａｎｇ ｓｅｃｔｉｏｎ ｏｆ Ｌｉ⁃Ｘｉａｎｇ Ｒａｉｌｗａｙ ａｓ ｓｔｕｄｙ ｏｂｊｅｃｔ， ａｎｄ ｕｓｉｎｇ ｐｒｅｓｅｎｔ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｍａｐ
（１：１００００） ｉｎ ２０１２ ａｎｄ ＤＥＭ ａｓ ｄａｔａ ｓｏｕｒｃｅｓ， ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ ｄｅｇｒｅｅ ｉｎｄｅｘ （ＣＣＩ） ａｎｄ ｃｕｍｕｌａｔｉｖｅ
ｅｆｆｅｃｔ ｉｎｄｅｘ ｏｆ ｃｏｒｒｉｄｏｒ （ＣＣＥＩ） ｗｅｒｅ ｅｓｔａｂｌｉｓｈｅｄ ｂｙ ｔｏｐｏｌｏｇｙ， ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅ ａｎｄ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｍｅｔｒｉｃｓ
ｍｅｔｈｏｄｓ． Ｂｅｓｉｄｅｓ， ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｉｎｄｅｘ ｕｓｅｄ ｆｏｒ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｗａｓ ｉｍｐｒｏｖｅｄ． Ｂｙ ｑｕａｎｔｉｔａ⁃
ｔｉｖｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｔｈｅ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ａｎｄ ｉｔｓ ｅｖｏｌｕｔｉｏｎ
ｓｔｙｌｅ ａｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｓｐａｔｉａｌ ｓｃａｌｅｓ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ， ｔｈｅ ｍｏｓｔ ａｐｐｒｏｐｒｉａｔｅ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ
ｓｃａｌｅ ｏｆ ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ ｗａｓ ｏｂｔａｉｎｅｄ． Ｔｈｅｎ ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｔｈｅ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉ⁃
ｃａｌ ｒｉｓｋ ｗｉｔｈｉｎ ｔｈｉｓ ｓｃａｌｅ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｗｅｒｅ ａｎａｌｙｚｅｄ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ
ｔｈａｔ ｔｈｅ ｃｕｔｔｉｎｇ ｍｏｄｅｌ ａｎｄ ｄｅｇｒｅｅ ｏｆ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｔｏ ｖａｒｉｏｕｓ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｔｙｐｅｓ ｃｏｕｌｄ ｂｅ ｅｆｆｅｃｔｉｖｅｌｙ
ｒｅｆｌｅｃｔｅｄ ｂｙ ＣＣＩ， ａｎｄ ｔｈｅ ｅｘｐｏｓｕｒｅ ａｎｄ ｈａｒｍ ｒｅｌａｔｉｏｎｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｒｉｓｋ ｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ ｒｉｓｋ ｒｅｃｅｐｔｏｒｓ ｏｆ
ｒａｉｌｗａｙ ｃａｎ ｂｅ ｍｅａｓｕｒｅｄ ｂｙ ＣＣＥＩ． Ａｆｔｅｒ ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ， ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｗｏｕｌｄ ｃａｕｓｅ
ａ ｇｒｅａｔ ｄｅａｌ ｏｆ ｍｉｄｄｌｅ ｃｕｔｔｉｎｇ ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ ｔｈｅ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ａｌｏｎｇ ｔｈｅ ｒａｉｌｒｏａｄ， ｗｈｉｃｈ ｗｏｕｌｄ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ
ｗｏｏｄ ｌａｎｄ ａｎｄ ｇｒａｓｓｌａｎｄ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｍｏｓｔ ｇｒｅａｔｌｙ， ｗｈｉｌｅ ｗｏｕｌｄ ｃａｕｓｅ ｌｅｓｓ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｅｄｇｅ ｃｕｔｔｉｎｇ ａｎｄ
ｉｎｔｅｒｎａｌ ｃｕｔｔｉｎｇ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｉｎｄｉｃｅｓ ｗｉｔｈｉｎ ｔｈｅ ６００ ｍ ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅ ｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｅｄ ｔｈｅ ｍｏｓｔ ｏｂｖｉｏｕｓ
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 ８月　 第 ２６卷　 第 ８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ａｕｇ． ２０１５， ２６（８）： ２４９３－２５０３
ｓｃａｌｅ ｅｆｆｅｃｔ， ｔｈｅｒｅｆｏｒｅ， ｔｈｅ ６００ ｍ ｚｏｎｅ ｏｆ ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ ｗａｓ ｓｅｔ ａｓ ｔｈｅ ｍｏｓｔ ｓｕｉｔａｂｌｅ ｒａｎｇｅ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ
ｉｍｐａｃｔ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ． Ｂｅｆｏｒｅ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ， ｔｈｅ ｌｏｗ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｌｅｖｅｌ ｃｏｖｅｒｅｄ ｔｈｅ ｂｉｇｇｅｓｔ ｐａｒｔ
ｏｆ ｔｈｅ ６００ ｍ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｚｏｎｅ． Ｈｏｗｅｖｅｒ， ａｆｔｅｒ ｔｈｅ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ， ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ
ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ， ａｎｄ ｔｈｅ ｍｏｓｔ ｐａｒｔ ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ ｗａｓ ａｔ ｔｈｅ ｍｏｄｅｒａｔｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｌｅｖｅｌ． Ｔｈｅ ｅｃｏ⁃
ｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｒｉｎｇ⁃ｓｈａｐｅｄ ａｎｄ ｍｕｌｔｉ⁃ｋｅｒｎｅｌ ｐａｔｔｅｒｎｓ， ａｎｄ ｗａｓ ｌｏｗｅｒ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｕｔｈｅｒｎ ｐａｒｔ
ｔｈａｎ ｉｎ ｔｈｅ ｎｏｒｔｈｅｒｎ ｐａｒｔ ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ； ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； ｓｃａｌｅ ｅｆｆｅｃｔ； ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ； ｐｌａｔｅａｕ ｒａｉｌｗａｙ．
　 　 铁路作为非污染影响型建设项目，其对环境的
影响以生态影响为主［１］ ．自 ２０ 世纪 ８０ 年代中期中
国铁路建设项目开展环境影响评价和研究以来，经
过 ２０多年的探索和发展，铁路建设项目生态环境影
响评价技术水平和广度不断提高［２］ ．但铁路生态影
响评价范围的界定一直是个极具争议的学术问题，
也是评价工作实践中容易产生争议的焦点［３］ ．铁路
项目作为大型廊道式工程，线长点多，覆盖区域广，
经过的生态系统复杂多样，其高度的机械性和切割
性，对沿线生态系统影响较大［４］ ．１９９４ 年铁道部（现
国家铁路总局）颁布了《铁路工程建设项目环境影
响评价技术标准》（ＴＢ１０５０２—９３） ［５］，规定了铁路生
态环境影响评价的范围“一般情况下宜为线路两侧
各 ３００ ｍ”．现有国家技术标准虽然对铁路生态环境
影响评价的范围做了一般规定，但由于我国幅员辽
阔，地形地貌、气候、水文、动植物资源以及人类活动
等特征各异，再加具体铁路建设的技术手段、铁路等
级和单双线影响，铁路建设对沿线生态系统的影响
范围有所区别，即具有尺度效应．
目前，有关铁路生态环境影响及其尺度效应的
研究较少，从已有研究中可以发现，铁路生态环境影
响研究主要利用遥感影像，采用景观生态学法［６－７］、
图形叠置法［８－９］、指数法与综合指数法［１０－１１］和 ３Ｓ 技
术手段［１２］等技术方法．铁路生态影响研究范围最小
的为 ２００ ｍ［１１］，最大的为 ５０ ｋｍ［７］，迄今并未得出高
原铁路生态影响评价适宜范围，也无使用高分辨率
遥感影像作为数据源进行研究案例．当评价范围过
小时，会导致工程生态影响在评价范围内被夸大，范
围外生态风险没有进行有效测度与评价；当评价范
围过大，则会导致铁路项目的景观生态学评价得到
“铁路工程不会改变评价区的景观结构”的固定结
论［３］ ．另外，遥感影像分辨率过低，会影响景观要素
分类与提取，导致景观分析结果存在偏差；高分辨率
的遥感影像能够得到准确的景观分类结果，对实际
工程具有更直接的指导意义．
本文以丽江至香格里拉铁路唐布至建塘段为研
究对象，以 ２０１２年 １ ∶ １００００ 土地利用现状图为数
据源，对铁路建设前后沿线不同尺度景观格局的变
化进行研究，确定铁路建设生态影响评价的适宜尺
度域，并在最适宜尺度域内进行生态风险评价．丽香
铁路生态环境影响及其尺度效应的研究，既丰富了
高原铁路建设项目的环境影响评价与预测研究，也
有助于康巴藏族聚居区生态环境保护和社会稳定，
更有助于民族团结和沿线地区可持续发展．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 研究区概况
丽香铁路唐布至建塘段（图 １）位于云南省西北
部，属高原铁路，是滇藏通道的重要组成部分，对开
发滇西北丰富的旅游、水电、矿产及生物等资源，促
进康巴藏族聚居区社会稳定、增强民族团结，完善铁
路网布局，巩固国防等方面具有重要的战略意义．线
路位于迪庆藏族自治州香格里拉县境内，起于小中
甸镇唐布村（主线桩号 Ｋ９８＋１４０），止于建塘镇规划
西片区 （主线桩号 Ｋ１３９＋９００）．本段铁路呈南北走
向，线路全长 ４１． ７６ ｋｍ，其中，隧道部分长为 ４． ４２
ｋｍ，地表部分长为 ３７．３４ ｋｍ，铁路鉴修用地宽度为
１ ３～２００ ｍ．研究区位于中国两大地貌阶梯青藏高原
图 １　 唐布至建塘段 ５０００ ｍ幅度景观格局
Ｆｉｇ．１　 Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ Ｔａｎｇｂｕ⁃Ｊｉａｎｔａｎｇ ｓｅｃｔｉｏｎ ｉｎ ５０００ ｍ．
Ⅰ： 耕地 Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ； Ⅱ：园地 Ｇａｒｄｅｎ ｌａｎｄ； Ⅲ：林地Ｗｏｏｄ ｌａｎｄ；
Ⅳ： 草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ； Ⅴ： 城镇村及工矿用地 Ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ａｎｄ ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ
ｌａｎｄ； Ⅵ： 交通运输用地 Ｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎ ｌａｎｄ； Ⅶ： 水域及水利设施用
地 Ｗａｔｅｒ ａｒｅａ； Ⅷ： 其他土地 Ｏｔｈｅｒ ｌａｎｄ； Ⅸ： 铁路 Ｒａｉｌｗａｙ． 下同 Ｔｈｅ
ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
４９４２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
东南缘向云贵高原的过渡部位，区域气候属于山地
寒冷温带区，海拔 ３１００～３９００ ｍ，平均气温 ５．５ ℃ ．该
区域地势起伏较大，仅坝区较平，坝区四周群山围
绕，地形北高南低，断裂带较多．丽香铁路于 ２０１４ 年
开工建设，计划 ５年后建成通车．
１􀆰 ２　 数据来源及预处理
本文以国土部门提供的 ２０１２年 １ ∶ １００００ 土地
利用现状图为基底数据，以香格里拉县 １ ∶ １０ 万数
字高程模型（ＤＥＭ）、２０１２年航测的 １ ∶ ２０００ 铁路沿
线地形图和 ２０１２年 ５月 ＱｕｉｃｋＢｉｒｄ ０．６１ ｍ影像为辅
助数据．２０１２年 １ ∶ １００００土地利用现状图是国土部
门在“第二次全国土地调查”成果上变更得到，香格
里拉县二调以 ＳＰＯＴ５ ２．５ ｍ 影像（２００６ 年 １ 月）为
数据源，并于 ２００８年 １０月进行外业调绘制作，采用
国土资源部颁发的《第二次全国土地调查技术规程
（ＴＤ ／ Ｔ １０１４—２００７）》 ［１３］，将土地利用现状类型划
分为 １２个一级类、５７个二级类．本文采用一级分类，
在 ＡｒｃＧＩＳ中对土地利用二级类进行归并，最终合并
为 ８大景观类型，分别是耕地、园地、林地、草地、城
镇村及工矿用地、交通运输用地、水域及水利设施用
地和其他土地（主要为裸地、设施农用地和沼泽地）．
最后，利用铁路鉴修用地图叠加 ２０１２ 年景观类型
图，得到铁路建成后模拟景观类型图．叠加后面积小
于 １００ ｍ２的边缘碎块利用 ＡｒｃＧＩＳ 的 Ｅｌｉｍｉｎａｔｅ 工具
融合到相邻边长最大的斑块中．
１􀆰 ３　 缓冲区与景观格局分析方法
１􀆰 ３􀆰 １缓冲区的划分　 利用铁路中心线分别按 ２００、
３００、６００、９００、１２００、２０００、３０００、４０００、５０００ ｍ向两侧
建立 ９个缓冲区，以此作为研究区分析唐布至建塘
段铁路建设对沿线景观格局的影响．
１􀆰 ３􀆰 ２景观格局指数的选取　 根据景观生态学原理
与方法、Ｆｒａｇｓｔａｔｓ ４．２ 英文帮助文档以及《环境影响
评价技术导则—生态影响》（ＨＪ １９—２０１１） ［１４］，在景
观整体水平指数和景观类型水平指数上分析铁路建
设对沿线景观格局的影响，分别从景观的面积⁃边
界、形状特征、空间聚集、多样性 ４ 个方面进行指数
选取．其中，景观整体水平指数选取总面积（ＣＡ）、斑
块密度（ＰＤ）、平均斑块面积（ＡＲＥＡ＿ＭＮ）、面积加
权分维数（ＦＲＡＣ＿ＡＭ）、蔓延度（ＣＯＮＴＡＧ）和香农多
样性指数（ＳＨＤＩ）６ 个；景观类型水平指数选取景观
类型面积（ＣＡ）、斑块面积比（ＰＬＡＮＤ）、平均斑块面
积（ＡＲＥＡ＿ＭＮ）、面积加权分维数（ＦＲＡＣ＿ＡＭ）、聚
集度指数（ＡＩ）５ 个．各指数的计算公式和生态学意
义参见 Ｆｒａｇｓｔａｔｓ ４．２软件英文帮助文档．
１􀆰 ３􀆰 ３廊道切割度指数的构建　 铁路建设作为典型
的廊道工程，对景观具有显著的切割作用．Ｒｅｈ等［１５］
发现，交通廊道的建设会导致 ３ ～ ４ ｋｍ 范围内林蛙
种群的基因隔离．参考城镇建设用地的空间扩张模
式（蔓延式扩张、填充式扩张和跳跃式扩张） ［１６］，可
将廊道对斑块的切割划分为 ４ 种模式，分别是内部
切割、边缘切割、中间切割和全切割．由于全切割对
原斑块是毁灭性影响，因此生态影响最大；中间切割
将原斑块一分为二，使得景观破碎化，阻碍原斑块内
部物质和能量的交流，生态影响较大；内部切割是在
原斑块内填充式扩张，风险源增加，导致原斑块内部
物质和能量交流距离扩大，生态影响中等；由于廊道
工程为狭长型，边缘切割仅侵占原斑块最外侧面积，
生态影响相对前几种类型较小（图 ２）．
　 　 廊道工程对斑块切割的直接影响方式为景观侵
占和邻接干扰，景观侵占会从根本上改变土地利用
格局，而不同的景观类型对自然生态环境的影响程
度和其自身维持自然平衡状态的能力均有不同［１７］；
邻接干扰则会改变生态系统单元邻接兼容系数，导
致物质和能量流动的生态耗费变化［１８］ ．廊道工程侵
占面积越大、邻接边长越长，其对切割斑块的影响就
越大．
利用廊道工程对斑块的切割模式、侵占面积
和邻接边长构建廊道切割度指数（ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ
ｄｅｇｒｅｅ ｉｎｄｅｘ，ＣＣＩ），计算公式如下：
图 ２　 廊道空间切割模式
Ｆｉｇ．２　 Ｓｐａｔｉａｌ ｍｏｄｅｓ ｏｆ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ．
Ａ： 内部切割 Ｉｎｔｅｒｎａｌ ｃｕｔｔｉｎｇ； Ｂ： 中间切割 Ｍｉｄｄｌｅ ｃｕｔｔｉｎｇ； Ｃ： 边缘切
割 Ｅｄｇｅ ｃｕｔｔｉｎｇ； Ｄ： 全切割 Ｃｏｍｐｌｅｔｅ ｃｕｔｔｉｎｇ． Ｓｐ： 廊道侵占斑块的面
积 Ａｒｅａ ｏｆ ｐａｔｃｈ ｏｃｃｕｐｉｅｄ ｂｙ ｃｏｒｒｉｄｏｒ； Ｓ１： 中间切割后左侧斑块面积
Ａｒｅａ ｏｆ ｌｅｆｔ ｐａｔｃｈ ａｆｔｅｒ ｍｉｄｄｌｅ ｃｕｔｔｉｎｇ； Ｓ２： 中间切割后右侧斑块面积
Ａｒｅａ ｏｆ ｒｉｇｈｔ ｐａｔｃｈ ａｆｔｅｒ ｍｉｄｄｌｅ ｃｕｔｔｉｎｇ； Ｌｐ： 廊道切割后与斑块的邻接
边长 Ａｄｊａｃｅｎｔ ｌｅｎｇｔｈ ｂｅｔｗｅｅｎ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ａｎｄ ｔｈｅ ｃｕｔ ｐａｔｃｈ．
５９４２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王德智等： 丽香铁路建设对沿线景观格局影响的尺度效应及其生态风险　 　 　 　
　 　 ＣＣＩｉ ＝∑
ｍ
ｊ ＝ １
１００·
Ｓｉｊｐ
Ｓｉｊ
＋
Ｌｉｊｐ
Ｌｉｊ
æ
è
ç
ö
ø
÷·
Ｓｉｊ
Ｓ
·Ｗ
æ
è
ç
ö
ø
÷ （１）
ＣＣＩ ＝∑
ｎ
ｉ ＝ １
ＣＣＩｉ （２）
式中：ＣＣＩｉ为第 ｉ 类景观的廊道切割度；Ｓｉｊ为第 ｉ 类
景观第 ｊ个被切割斑块的面积；Ｌｉｊ为第 ｉ 类景观第 ｊ
个被切割斑块的边长；Ｓｉｊｐ为廊道景观占用第 ｉ 类景
观第 ｊ 个斑块的面积；Ｌｉｊｐ为廊道景观占用第 ｉ 类景
观第 ｊ个斑块后与其接触的边长；Ｓ 为研究区总面
积；Ｗ为切割模式影响指数，参考道路对高原景观
格局影响的有关研究［１９］，引用层次分析法判断矩阵
中 １～９比例标度法对切割模式的影响程度赋值，边
缘切割时为 １，内部切割时为 ３，中间切割时为 ５，全
切割时为 ７；ｍ为第 ｉ类景观被廊道切割的总数；ＣＣＩ
为景观整体水平廊道切割度；ｎ为景观类型总数．
１􀆰 ４　 生态风险指数的构建
已有研究表明，利用景观干扰度指数（Ｓ）和景
观脆弱度指数（Ｆ）可构建生态风险指数［２０－２２］ ．景观
干扰度指数选取与干扰密切相关，能反映风险受体
结构和空间分布状况的 ３ 个景观格局指数，分别是
景观破碎度（Ｃ）、景观分离度（Ｎ）和景观优势度
（Ｄ），具体计算方法见文献［２０］．景观脆弱度指数指
不同景观类型所代表的生态系统在受到外界干扰时
的内部结构和功能的易损性，该值的大小与景观所
处的自然演替阶段有关，一般处于初级演替阶段、食
物链越简单、生物多样性越小的生态系统越脆弱，其
值越大．
但是，铁路建设后沿线生态系统不仅受到土地
侵占和切割作用影响，还受到噪声、振动、电磁和固
体废物等危害的耦合作用影响，该影响与不同生态
系统单元的自身特性、空间距离、邻接斑块性质以及
不同风险源累积作用密切相关．例如，蜥蜴面临突发
危险时会自断尾巴逃跑，距离道路越近断尾率越高，
临近道路时蜥蜴断尾率为 １０％，１００ ｍ 处为 ７％，超
过 ２００ ｍ时断尾率＜１％［２３］ ．道路沿线土壤中铅浓度
与距离道路的远近呈明显的正相关，在道路两侧 ８０
ｍ范围内，土壤中铅浓度显著增加，从而影响植物生
长［２４］ ．为此，本文创建廊道干扰累积作用指数（ ｃｕ⁃
ｍｕｌａｔｉｖｅ ｅｆｆｅｃｔ ｉｎｄｅｘ ｏｆ ｃｏｒｒｉｄｏｒ，ＣＣＥＩ）来表征廊道产
生的生态风险源与风险受体间的暴露⁃危险关系，用
以改进景观干扰度指数和景观脆弱度指数构建的生
态风险指数［２５］ ．廊道干扰累积作用指数是空间单
元暴露于风险源的机会和影响程度，是风险源对
外扩散时所需生态成本的反函数，可用 ＡｒｃＧＩＳ 中
Ｄｉｓｔａｎｃｅ模块计算单因子累积扩散成本指数
（ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｖｅ ｃｏｓｔ ｖａｌｕｅ，ＡＣＶ），再用 Ｒａｓｔｅｒ Ｍａｔｈ 模
块计算得到 ＣＣＥＩ．考虑到高原山区自然环境特点和
生态单元邻接兼容性［１８］以及唐布至建塘段铁路位
于沿线高程（３１００ ～ ３３５０ ｍ）相对较低区域的特点，
扩散成本指数可用景观脆弱度指数（Ｆ）和坡度的累
积作用进行量化．一般情况下，景观类型抵御风险能
力越强、所处坡度越大，铁路影响扩散越困难．据此，
构建的廊道干扰累积作用指数公式为：
ＣＣＥＩ ｊ ＝α·（１－ＡＣＶ＿Ｆ ｊ′）＋β·（１－ＡＣＶ＿Ｓ ｊ′） （３）
式中：ＣＣＥＩ ｊ为空间内第 ｊ 像元的廊道干扰累积作用
指数；ＡＣＶ＿Ｆ ｊ′和 ＡＣＶ＿Ｓ ｊ′别为廊道工程干扰扩散至
第 ｊ个像元的累积扩散成本指数（景观脆弱度指数
项）标准化值和累积扩散成本指数（坡度项）标准化
值；α和 β分别为对应耗费指数权重，其中，α 赋值
为 ０．７，β为 ０．３．
利用景观干扰度指数和景观脆弱度指数构建常
规生态风险指数，可用于测算铁路建设前生态风险，
公式如下：
ＥＲＩｋ ＝∑
ｎ
ｉ ＝ １
Ａｋｉ
Ａｋ
·（Ｓｉ × Ｆ ｉ × １００）
é
ë
êê
ù
û
úú （４）
式中：ＥＲＩｋ为第 ｋ采样区生态风险指数；Ａｋｉ为第 ｋ 采
样区第 ｉ类景观的面积；Ａｋ为第 ｋ 个采样区的总面
积；Ｓｉ为 ｋ采样区 ｉ 类景观的干扰度指数，Ｓｉ ＝ ａＣ ｉ ＋
ｂＮｉ＋ｃＤｉ，其中：ａ、ｂ、ｃ 为相应各景观指数的权重，且
ａ＋ｂ ＋ ｃ ＝ １，根据研究区景观类型特征和相关文
献［２６］，ａ、ｂ、ｃ分别赋值为 ０．５、０．３、０．２；Ｆ ｉ为景观脆弱
度指数，根据因地制宜原则和已有研究［２７－２８］，将研
究区景观脆弱度分为 ８级，从低到高依次赋值为：林
地 １，水域及水利设施用地 ２，草地 ３，园地 ４，其他土
地 ５，耕地 ６，城镇村及工矿用地 ７，交通运输用地 ８．
利用廊道干扰累积作用指数修正公式（４）得到
铁路建设后生态风险指数，公式如下：
ＥＲＩ ｊ′＝ＣＣＥＩ ｊ＋ＥＲＩ ｊ ｏ （５）
式中：ＥＲＩ ｊ′为铁路建设后附加廊道干扰累积作用的
第 ｊ像元的生态风险指数；ＥＲＩ ｊ ｏ 为铁路建设后利用
公式（４）计算，并空间插值生成的第 ｊ像元的常规生
态风险值．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 景观总体格局特征
唐布至建塘段沿线各缓冲区范围内，景观类型
所占比例保持在前四的分别是林地＞草地＞耕地＞城
６９４２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
镇村及工矿用地，其中林地约保持在 ６０％，属于各
缓冲区内基质景观；草地、耕地和城镇村及工矿用地
分别约占研究区 ２０％、１０％、５％；其他类型景观所占
比例较小，在各缓冲区内均未超过 ４％．随缓冲区范
围的扩大，林地所占比例逐渐增加，由 ５７．７％增加为
６６．２％；草地所占比例随缓冲区范围的扩大逐渐降
低，由 ２３．５％减小为 １７．４％；耕地和城镇村及工矿用
地所占比例随缓冲区范围的扩大呈现先增加后降
低，变化范围均在 ３％幅度内，两者峰值均出现在
２０００ ｍ缓冲区，分别为 １１．６％和 ５．５％；其他景观类
型由于所占比例不大，变化范围也相对较小（表 １）．
表明研究区景观以林地为主、草地为辅，随着缓冲区
扩大，各景观类型面积平缓变化．研究区总体上经济
发展弱、城市化水平低，虽然林地和草地是有明显的
优势景观类型，但各景观类型组合却处于一种相对
有序的状态．
２􀆰 ２　 景观类型水平分析
２􀆰 ２􀆰 １景观类型水平指数变化特征 　 由图 ３ 可知，
铁路建设后，交通运输用地景观类型百分比
（ＰＬＡＮＤ）增加，其他景观类型面积百分比均减少；
在空间序列上，随着缓冲区范围的扩大，所有景观类
型百分比变化差异逐渐减小，其中，以交通运输用
地、林地和草地变化程度最大，并且变化差异均在
６００ ｍ后趋于平缓．２００ ｍ缓冲区时，铁路建设后，交
通运输用地占总面积的百分比增长９．６％，林地和草
表 １　 ２００和 ５０００ ｍ缓冲内景观结构
Ｔａｂｌｅ １ 　 Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ ｉｎ ２００ ａｎｄ ５０００ ｍ ｂｕｆｆｅｒ
ｚｏｎｅｓ
景观类型
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｔｙｐｅ
２００ ｍ
面积
Ａｒｅａ （ｈｍ２）
百分比
Ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ
５０００ ｍ
面积
Ａｒｅａ （ｈｍ２）
百分比
Ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ
耕地
Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ
１６５．４５ ９．８ ４３９５．０９ ８．９
园地
Ｇａｒｄｅｎ ｌａｎｄ
１２．９６ ０．８ ３０．７３ ０．１
林地
Ｗｏｏｄ ｌａｎｄ
９７０．０５ ５７．７ ３２７５６．７７ ６６．２
草地
Ｇｒａｓｓｌａｎｄ
３９５．２１ ２３．５ ８５９１．３３ １７．４
城镇村及工矿用地
Ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ａｎｄ ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ ｌａｎｄ
６０．０６ ３．６ ２０２４．１６ ４．１
交通运输用地
Ｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎ ｌａｎｄ
５９．９４ ３．６ ４４１．８４ ０．９
水域及水利设施用地
Ｗａｔｅｒ ａｒｅａ
９．４５ ０．６ ３６７．６９ ０．７
其他土地
Ｏｔｈｅｒ ｌａｎｄ
９．６４ ０．６ ９０２．０５ １．８
合计 Ｔｏｔａｌ １６８２．７６ １００ ４９５０９．６６ １００
地分别减少 ５．４％和 ３．１％；当缓冲区扩展到 ６００ ｍ
时，交通运输用地的比例增加 ３．２％，林地和草地比
例分别减少 １．８％和 １．０％．表明铁路建设对 ６００ ｍ范
围内景观面积的影响最强烈，该范围内生态干扰将
明显增强；林地和草地两种优势景观的减少，将导致
栖息在林地和草地生物种数量减少，景观中的生物
多样降低．
铁路建设后，除交通运输用地外，其他景观类型
平均斑块面积（ＡＲＥＡ＿ＭＮ）在各缓冲区内均减小；
图 ３　 不同缓冲区铁路建设前后景观类型水平指数变化和廊道切割度指数
Ｆｉｇ．３　 Ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｌａｓｓ ｌｅｖｅｌ ｍｅｔｒｉｃｓ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅ ａｎｄ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ ｉｎｄｅｘ．
７９４２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王德智等： 丽香铁路建设对沿线景观格局影响的尺度效应及其生态风险　 　 　 　
在空间序列上，随着缓冲区范围的扩大，交通运输用
地和林地的平均斑块面积变化差异逐渐增加，趋势
明显，草地和耕地变化差异逐渐减小，其他景观类型
变化差异很小，林地和草地变化差异均在 １２００ ｍ后
趋向平稳．说明铁路建设后，其他景观类型景观破碎
度均增加，自然景观中各物种空间分布特征会受到
影响，物种间相互作用和协同共生的稳定性降低．各
景观类型的平均斑块面积的变化受研究区总体景观
格局特征影响，如随着缓冲区范围扩大，作为基质景
观的林地斑块扩大、总面积逐渐增加，研究区总体更
加趋向自然生态状况，因此铁路切割导致其平均斑
块面积变化差异明显增加．交通运输用地的变化差
异出现波动受缓冲区切割效应影响，导致公路景观
斑块出现分合．
不论在时间序列还是空间序列上，各景观类型
面积加权分维数（ＦＲＡＣ＿ＭＮ）变化程度均较小，变
化范围仅为－０．０３～０．０５，其中，林地和交通运输用地
变化差异相对其他景观类型变化略大，整体上面积
加权分维数尺度效应不显著．说明研究区受规则形
状的铁路切割后，斑块虽然会趋于破碎，但形状并没
有明显复杂化．
景观类型水平聚集度指数（ＡＩ）是根据反映斑
块连接频率的斑块连接矩阵计算得来．若某类景观
由许多离散分布的小斑块组成，其聚集度值较小；当
景观以少数大斑块为主或同一类型斑块高度连接
时，聚集度值较大．铁路建设后，林地、草地、耕地、园
地、城镇村及工矿用地、水域及水利设施用地 ６类景
观聚集度降低，表明该 ６类景观连接性降低、破碎度
增加，与平均斑块面积分析相吻合．交通运输用地聚
集度在 １２００ ｍ缓冲区内增加，自 ２０００ ｍ 开始降低．
在空间序列上，铁路修建后，随着缓冲区范围的扩
大，所有景观类型聚集度变化差异均逐渐减小，其
中，交通运输用地、草地、林地和耕地变化程度较大，
并且变化差异均在 ６００ ｍ 处出现拐点，铁路建设对
６００ ｍ范围内生物种迁徒和相关生态过程的影响
最大．
２􀆰 ２􀆰 ２景观类型水平廊道切割度指数　 本次唐布至
建塘段铁路建设，占用景观类型面积大小依次为林
地＞草地＞城镇村及工矿用地＞耕地＞园地＞水域及水
利设施用地＞交通运输用地＞其他土地，其中，侵占
林地和草地的面积分别为 ８９．９１ 和 ４５．４３ ｈｍ２，两者
占铁路用地总面积的 ８３．６％．总体上，占用各景观类
型的面积与其在研究区空间分布大小呈正相关．铁
路修建后将产生 ９４２２０ ｍ 边长的铁路廊道景观，与
其邻接较多的景观类型依次为林地＞草地＞耕地＞城
镇村及工矿用地，其中有 ５１９４０ ｍ 林地边界和
２９０１０ ｍ草地边界与铁路廊道接触，两者占铁路廊
道总边长的 ８５．９％（表 ２）．
　 　 用唐布至建塘段铁路鉴修用地图对研究区景观
格局图进行切割，可知本次铁路廊道来源于 １８３ 个
斑块．因此铁路廊道将对 １８３ 个斑块的源斑块产生
相对应的切割模式．受铁路中间切割和边缘切割最
多的分别是林地和耕地，分别达 ３３和 ２４次；被全切
割最多的是城镇村及工矿用地，缘于铁路站场征用
表 ２　 廊道切割度指数相关数据
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｒｅｌａｔｅｄ ｄａｔａ ｏｆ ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ ｉｎｄｅｘ
景观类型
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｔｙｐｅ
侵占面积
Ｏｃｃｕｐｉｅｄ
ａｒｅａ
（ｈｍ２）
邻接边长
Ａｄｊａｃｅｎｃｙ
ｌｅｎｇｔｈ
（ｍ）
边缘切割
Ｅｄｇｅ
ｃｕｔｔｉｎｇ
（ ｉｎｄ）
内部切割
Ｉｎｔｅｒｎａｌ
ｃｕｔｔｉｎｇ
（ ｉｎｄ）
中间切割
Ｍｉｄｄｌｅ
ｃｕｔｔｉｎｇ
（ ｉｎｄ）
全切割
Ｃｏｍｐｌｅｔｅ
ｃｕｔｔｉｎｇ
（ ｉｎｄ）
廊道切割度
指数 ＣＣＩ
２００ ｍ ５０００ ｍ
耕地
Ｃｕｌｔｉｖａｔｅｄ ｌａｎｄ
１１．８３ ８３１０ ２４ ０ １４ ０ ９．１３ ０．３５
园地
Ｇａｒｄｅｎ ｌａｎｄ
１．１５ ９９０ １ ０ １ ０ １．９６ ０．０９
林地
Ｗｏｏｄ ｌａｎｄ
８９．９１ ５１９４０ １８ ４ ３３ ０ １３８．８６ １７．９６
草地
Ｇｒａｓｓｌａｎｄ
４５．４３ ２９０１０ １７ ２ ２５ ０ ５８．０８ ２．７２
城镇村及工矿用地
Ｒｅｓｉｄｅｎｔｉａｌ ａｎｄ ｉｎｄｕｓｔｒｉａｌ ｌａｎｄ
１２．１４ ２９００ １４ ０ １３ ３ ２．９０ ０．１０
交通运输用地
Ｔｒａｎｓｐｏｒｔａｔｉｏｎ ｌａｎｄ
０．１９ ３９０ ２ ０ ３ ０ ０．１７ ０．０１
水域及水利设施用地
Ｗａｔｅｒ ａｒｅａ
１．１３ ４４０ ３ ０ ２ ０ ０．３９ ０．０１
其他土地
Ｏｔｈｅｒ ｌａｎｄ
０．１７ ２４０ ４ ０ ０ ０ ０．０４ ０．００
合计 Ｔｏｔａｌ １６１．９５ ９４２２０ ８３ ６ ９１ ３ ２１１．５４ ２１．２５
８９４２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
小面积的农村房屋用地；被内部切割最多的是林地，
受铁路隧道出入口和桥梁设施影响．各缓冲范围内，
受廊道切割影响较大的景观类型依次为林地＞草地
＞耕地＞城镇村及工矿用地，并且林地和草地所受切
割影响远大于其他景观类型，例如在 ５０００ ｍ缓冲区
内，林地、草地和耕地切割度指数分别为 １７．９６、２．７２
和 ０． ３５，林地和草地所受切割影响分别是耕地的
５１􀆰 ５和 ７．８倍；铁路廊道对园地和水域及水利设施
用地切割影响较小，对交通运输用地和其他土地无
明显影响．随着缓冲区范围的增加，各景观类型的廊
道切割度降低，并且均在 ６００ ｍ 后变化幅度明显减
缓，以林地为例，３００ ～ ６００ ｍ 时 ＣＣＩ 下降 ２９． ４％，
６００～９００ ｍ时 ＣＣＩ 下降 ２１．０％，前者下降幅度是后
者的 １．４倍．表明随着生态影响评价范围的增加，铁
路廊道的切割影响逐渐减弱，６００ ｍ为拐点．
２􀆰 ３　 景观整体水平分析
２􀆰 ３􀆰 １景观整体水平指数变化特征　 铁路工程建设
后，不同缓冲区范围内景观格局发生明显变化．铁路
建设后，各缓冲区内斑块密度（ＰＤ）增加，平均斑块
面积（ＡＲＥＡ＿ＭＮ）降低，缓冲区范围越小，变化幅度
越大，６００ ｍ后变化幅度明显减弱，１２００ ｍ处趋于平
稳，表明铁路修建后，景观破碎度增加，铁路修建导
致的景观破碎化程度随着评价区域范围的增加而降
低，６００ ｍ是变化的拐点．空间序列上，不论是铁路
修建前还是修建后，随着评价区域范围的扩大，斑块
密度降低，平均斑块面积增加（图 ４）．
　 　 在各缓冲区范围内，面积加权分维数（ＦＲＡＣ＿
ＭＮ）在铁路建设后均呈现小幅增加，即斑块形状随
着廊道景观的建设，略微趋于复杂、多样，分维数变
化差异随着评价区范围增加而减小，在 １２００ ｍ处趋
向平稳，６００ ｍ后变化幅度明显减弱；随着评价区域
范围的扩大，在铁路修建前、后，分维数整体上呈现
增加，表明研究幅度越大，景观形状越不规则，铁路
对其干扰影响也会逐渐减弱．
蔓延度（ＣＯＮＴＡＧ）是描述景观整体水平不同斑
块类型的团聚程度的指标，利用景观类型百分比
（Ｐ ｉ）和各类型斑块之间相邻栅格数目计算得到，当
蔓延度值接近 ０ 时，表明斑块类型最大程度的分散
和等比例邻接；当蔓延度趋近 １００时，表明斑块类型
高比例邻接，具有优势斑块类型，斑块类型最大程度
聚集．铁路建设后，蔓延度降低，评价范围越小，下降
幅度越大，６００ ｍ处为变化幅度拐点．说明铁路建设
后，各类型景观斑块连通程度降低，评价区范围扩大
时，铁路建设对景观聚集度的影响降低，特别是在
图 ４　 不同缓冲区铁路建设前后景观整体水平指数及其变
化幅度
Ｆｉｇ．４　 Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｌｅｖｅｌ ｍｅｔｒｉｃｓ ａｎｄ ｉｔｓ ｃｈａｎｇｅ ｍａｇｎｉｔｕｄｅ ｂｅｆｏｒｅ
ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅｓ．
Ⅰ： 建设前 Ｂｅｆｏｒｅ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ； Ⅱ： 建设后 Ａｆｔｅｒ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ； Ⅲ： 前
后变化 Ｃｈａｎｇｅｓ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ．
６００ ｍ外；空间序列上，随着评价范围的扩大，景观
９９４２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王德智等： 丽香铁路建设对沿线景观格局影响的尺度效应及其生态风险　 　 　 　
蔓延度增加，其中，铁路建设前聚集度增加比较平
缓，铁路建设后聚集度增加较为迅速，表明研究幅度
越大，景观聚集性越强，铁路建设会对这种幅度效应
产生明显影响．
Ｓｈａｎｎｏｎ多样性指数（ＳＨＤＩ）是《环境影响评价
技术导则：生态影响》 ［１４］中推荐的生物多样性评价
指标之一，本次铁路建设后，景观多样性增加，且评
价范围越大，景观多样性增幅越小，６００ ｍ 处为变化
幅度拐点，２０００ ｍ 处多样性变化趋于平稳．例如铁
路修建后，３００、６００ 和 ９００ ｍ 缓冲区内景观多样性
指数分别增加 ０．１４０３、０．０６５５和 ０．０５１３， ３００～６００ ｍ
变化差异增加量是 ６００～９００ ｍ的 ５．２７倍，表明评价
区域扩展到 ６００ ｍ后，多样性尺度效应减弱．随着评
价范围的增加，景观多样性降低，表明小范围内的景
观更均衡、多样性更大，大范围内景观均衡性降低、
优势度增加．
２􀆰 ３􀆰 ２景观整体水平廊道切割度指数分析　 唐布至
建塘段铁路的建设共产生 １６１．９５ ｈｍ２的廊道景观，
其中产生中间切割效应的廊道景观面积最大，为
１２１．０７ ｈｍ２；其次为边缘切割效应，面积为 ２３． ７９
ｈｍ２；然后为内部切割效应，面积为 １６．８３ ｈｍ２；全切
割效应的廊道景观面积最小，仅为 ０．２６ ｈｍ２ ．表明本
段铁路建设后，将对沿线景观产生较大的正中切割
作用，特别是受中间切割最多、占用面积最大、对生
态环境保护最重要的林地和草地景观．由于林地属
于基质景观类型，草地是高原坝子区域社会经济和
环境最直接依赖的景观类型，较多的正中切割，将阻
碍林地和草地斑块内部之间生物的流动，降低野生
动植物栖息地质量，同时使沿线城镇近郊牧场范围
变小、放牧质量下降，特别是线路最北端的临近县城
的尼史村牧场．铁路建设产生的边缘切割和内部切
割空间分布广泛、作用相对较小，其对斑块的影响仅
表 ３　 景观整体水平廊道切割度指数
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｃｏｒｒｉｄｏｒ ｃｕｔｔｉｎｇ ｄｅｇｒｅｅ ｉｎｄｅｘ ｉｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｌｅｖｅｌ
缓冲区
Ｂｕｆｆｅｒ ｚｏｎｅ （ｍ）
廊道切割度指数
ＣＣＩ
２００ ２１１．５４
３００ １６６．６４
６００ １０６．５０
９００ ８０．４０
１２００ ６６．５５
２０００ ４９．９４
３０００ ３６．３９
４０００ ２７．４３
５０００ ２１．２５
限于边缘和小范围局部地区，因此对生物栖息地影
响较小．
　 　 由表 ３可知，随着评价区域的扩大，铁路切割效
应在逐渐减弱，由 ２００ ｍ时的 ２１１．５４减小为 ５０００ ｍ
时的 ２１．２５，下降幅度高达 ９０．０％，平均每扩大 １００
ｍ，廊道切割度值下降 ３．９６．廊道切割度的距离（Ｄ）
变化曲线可用幂函数拟合，公式为 ＣＣＩ ＝ ８７９４Ｄ－０．６９，
Ｒ２ ＝ ０．９９．随着评价范围的扩展，６００ ｍ 内廊道切割
度迅速降低，６００ ｍ后变化速度减慢，例如，６００ ｍ扩
展至 ９００ ｍ 时，ＣＣＩ 减小值为 ２６．０９， ３００ ｍ 扩展至
６００ ｍ时，ＣＣＩ 下降 ６０．１５，后者是前者的 １．７ 倍．说
明 ６００ ｍ为 ＣＣＩ变化拐点，即铁路廊道建设后对沿
线两则 ６００ ｍ范围内景观切割作用更为明显．
２􀆰 ４　 生态风险分析
综合景观类型水平指数和景观整体水平指数在
铁路修建前后时空变化情况，可得 ６００ ｍ 为多数景
观格局指数变化拐点，在此范围内景观格局指数尺
度效应明显，因此设置唐布至建塘段铁路生态影响
评价最适宜范围为铁路中心线向两侧扩展 ６００ ｍ的
区域．６００ ｍ缓冲区内，铁路建设前平均斑块面积为
７．９０ ｈｍ２，铁路修建后减小为 ６．９６ ｈｍ２，根据景观生
态学理论，景观样本面积应为斑块平均面积的 ２ ～ ５
倍才能较好地反映采样区周围景观的格局信息［２９］，
因此设置生态风险评价采样区大小为 ６００ ｍ×６００ ｍ
格网，格网自左上角开始划分，从左到右、从上到下
等距离建立，共计 １３９ 个采样点．利用公式（４）和
（５），计算出 １３９ 个采样区生态风险值，经统计，铁
路建设前生态风险值在 ０． ８０８３ ～ ４􀆰 ８５５３，均值为
２􀆰 ３６３９，铁路建设后在 ２． ６５０５ ～ １１． ０６７９，均值为
４􀆰 ４７７１．再利用克里金法和 ｓｔａｂｌｅ 半变异函数模型，
考虑各向异性情况下进行最优空间插值．为了便于
比较生态风险值的大小，本文采用自然断裂点法分
级原理并进行临近取整，将生态风险值分为 ５ 个级
别，具体为：低生态风险区（０ ～ ２􀆰 ５）、较低生态风险
区（２􀆰 ５～３􀆰 ５）、中等生态风险区（３􀆰 ５ ～ ４􀆰 ５）、较高生
态风险区（４􀆰 ５～７􀆰 ０）、高生态风险区（７􀆰 ０～１１􀆰 ５）．
　 　 由图 ５可知，在沿线两侧 ６００ ｍ范围内，铁路建
设后生态风险显著增加，空间上呈现南低北高特征，
以居都谷处为分界线．铁路建设前，研究区无高生态
风险区域，以低生态风险为主，占研究区总面积的
６７．０％；较高生态风险区面积很小，仅占总面积的
０􀆰 ４％，分布在城镇规划区外的西南端；中等生态风
险区面积较小，占总面积的 １２．７％，主要分布在城镇
规划区周边的尼史村；较低生态风险区面积第二，占
００５２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
图 ５　 ６００ ｍ缓冲区内铁路建设前后生态风险空间分布
Ｆｉｇ． ５ 　 Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ａｆｔｅｒ
ｒａｉｌｗａｙ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ６００ ｍ ｂｕｆｆｅｒ．
Ａ： 建设前 Ｂｅｆｏｒｅ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ； Ｂ： 建设后 Ａｆｔｅｒ ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｉｏｎ． Ⅰ： 低生
态风险 Ｌｏｗｅｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； Ⅱ： 较低生态风险 Ｌｏｗ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ；
Ⅲ： 中等生态风险 Ｍｏｄｅｒａｔｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； Ⅳ： 较高生态风险 Ｈｉｇｈ
ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； Ⅴ： 高生态风险 Ｈｉｇｈｅｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； Ⅵ： 行政区界
限 Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｖｅ ｂｏｕｎｄａｒｙ．
总面积的 ２０．０％，主要分布在城镇规划区和尼史村
居都谷右侧，在小中甸镇联合村和和平村有零星分
布．铁路建设后，由于铁路用地的侵占和切割，将导
致沿线 ６００ ｍ范围内生态风险明显增加，产生高生
态风险区，且无低生态风险区域．高生态风险区面积
为 ７􀆰 ０６ ｈｍ２，占总面积的 ７．１％，集中分布在县城近
郊的尼史村和小中甸镇建成区，主要是因为该区域
是草地、旱地和村庄交错分布型高原坝子景观，地势
平坦、林地较少，铁路及站场占用面积较大、风险源
易于扩散，因此对原景观格局影响较大．较高生态风
险区面积增加幅度最大，所占百分比增加 ３０．０％，主
要分布在高生态风险区外围，位于居都谷以北、小中
甸镇建成区、夏宗和都日谷段西部村庄聚集区．较高
生态风险区域共同特点是位于坝子区域，主要由城
镇村、旱地和草地景观组成，铁路廊道占用面积较
大，景观破碎度和分离度较高，滇藏公路从其中穿
过．中等生态风险区面积增长近 １ 倍，所占百分比增
加 ２４．５％，主要位于较高生态风险区附近．较低生态
风险区增加了 ９３０．１５ ｈｍ２，占总面积的百分比增加
３８．１％，由低生态风险区转变而来，主要分布于杨
给、都日谷、小中甸镇建成区东侧和唐布站周边．
３　 讨　 　 论
本文新构建的廊道切割度指数，考虑了廊道各
种切割模式，有效反映出廊道建设对各种景观类型
的切割方式和程度；廊道干扰累积作用指数可以一
定程度衡量铁路风险源与风险受体之间暴露与危害
关系，用其修正常规生态风险指数，可以有效反映出
铁路廊道的综合生态影响．本次唐布至建塘段铁路
建设，占用和邻接较多的景观类型为林地、草地、耕
地和城镇村及工矿用地，铁路廊道中间切割、边缘切
割和全切割最多的分别是林地、耕地和城镇村及工
矿用地，内部切割最多的是林地；受廊道切割影响较
大的景观类型依次为林地＞草地＞耕地＞城镇村及工
矿用地；铁路建设后，将对沿线景观产生较大的正中
切割作用，边缘切割和内部切割空间分布广泛、作用
相对较小．随着评价区域的扩大，铁路切割效应逐渐
减弱，在 ６００ ｍ处尤为明显．
景观类型水平上，铁路建设后，对生态环境保护
最重要的林地和草地景观面积减少，平均斑块面积
和聚集度降低．随着缓冲区范围的扩大，所有景观的
景观类型百分比、聚集度变化差异均逐渐减小，其中
以交通运输用地、林地和草地变化程度最大，变化差
异均在 ６００ ｍ后趋于平缓．除交通运输用地外，其他
景观类型的平均斑块面积在各缓冲区内均表现为减
小；随着缓冲区范围的扩大，交通运输用地和林地的
平均斑块面积变化差异逐渐增加，草地和耕地变化
差异逐渐减小；林地和草地变化差异均在 １２００ ｍ后
趋向平稳．各景观类型面积加权分维数在铁路建设
前后变化都较小．景观整体水平上，铁路建设后，各
缓冲区内斑块密度、面积加权分维数、景观多样性增
加，平均斑块面积、蔓延度降低；缓冲区范围越小，变
化幅度越大，６００ ｍ后变化幅度明显减弱．综合廊道
切割度指数和景观类型水平、景观整体水平指数，拟
定唐布至建塘段铁路生态环境影响最适宜评价范围
为铁路中心线两侧 ６００ ｍ．
在 ６００ ｍ最适宜评价范围内，铁路建设后生态
风险显著增加，空间上呈现南低北高特征，以居都谷
处为分界线．铁路建设前，６００ ｍ 评价区内以低生态
风险为主，占总面积的 ６７．０％，无高生态风险区域；
铁路建设后，生态风险显著增加，６１．９％的研究区为
中等以上生态风险区域，其中较高以上生态风险区
域主要位于居都谷以北、小中甸镇建成区、夏宗和都
日谷西边，受草地、旱地和城镇村交错分布，地势平
坦、林地较少，铁路占用面积较大、风险源易于扩散
等因素影响．
景观生态学方法是国家相关标准推荐的建设工
程生态影响评价和预测方法之一，利用高分辨率遥
感影像和景观生态学方法，对高原铁路建设的景观
格局尺度效应进行研究，并结合 ＤＥＭ数据进行生态
１０５２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王德智等： 丽香铁路建设对沿线景观格局影响的尺度效应及其生态风险　 　 　 　
风险评价，具有实用性和科学性．新构建的廊道切割
度指数主要利用 ＡｒｃＧＩＳ 空间分析工具和数据库以
及 Ｅｘｃｅｌ软件进行计算，与 Ｆｒａｇｓｔａｔｓ 中景观格局指
数计算相比，步骤略有繁琐．由于本段铁路地表部分
位于沿线高程相对较低区域，而坡度的累积大小能
一定程度反映评价单元相对于铁路的高程和所处地
形地貌状况，因此廊道干扰累积作用指数仅考虑了
景观类型脆弱度和坡度因子，两者结合具有综合性，
用于本段高原铁路评价较有效．另外，景观脆弱度和
坡度因子的最大累积成本计算时未设定最大阈值，
以整个研究区域进行计算．当设定累积扩散成本指
数最大限值时，如果某单元的累积扩散成本超过这
个限值，该单元的累积扩散成本将不出现在成果中，
即表明相关类型生态风险源无法扩散至该单元，该
单元不受这种生态风险源影响．随着铁路工程生态
风险研究项目的增加、相关实践经验和案例的累积，
生态风险累积成本计算时可以考虑设定阈值．
地形地貌对生态风险指数有着关键性的影响，
然而数量化其对风险指数的影响比较困难．对于高
原铁路，一般位于最近源铁路高程之上或者背山面
的评价单元所受铁路生态影响较小，铁路产生的噪
声、振动、电磁和固体废物等污染源也越难扩散到．
因此，可利用成本距离工具计算评价单元与铁路的
累积高程，使用通视分析工具可以衡量评价单元与
铁路是否通视，再结合评价单元到铁路的空间直线
距离，也许可以一定程度上量化地形地貌在铁路工
程生态风险中的作用．
本文仅截取丽香铁路约 １ ／ ４段进行景观格局的
尺度效应和生态风险分析，相对于整条铁路而言，可
能存在以偏概全之嫌．但是，利用景观格局指数的尺
度效应探寻适宜的生态影响评价范围，以及利用廓
道切割度指数与廊道干扰累积作用指数进行线状或
带状景观的生态环评，具有较强的科学性和实用性．
今后对铁路全线进行生态环评时，可分段、分级进行
尺度效应和生态风险研究．
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［２９］　 Ｏ’ ｎｅｉｌｌ ＲＶ， Ｈｕｎｓａｋｅｒ ＣＴ， Ｔｉｍｍｉｎｓ ＳＰ， ｅｔ ａｌ． Ｓｃａｌｅ
ｐｒｏｂｌｅｍｓ ｉｎ ｒｅｐｏｒｔｉｎｇ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ａｔ ｔｈｅ ｒｅｇｉｏｎａｌ
ｓｃａｌｅ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ Ｅｃｏｌｏｇｙ， １９９６， １１： １６９－１８０
作者简介　 王德智，男，１９９０ 年生，硕士研究生． 主要从事
ＧＩＳ开发和空间分析研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｗｕｈａｎ１９９０ｈｋ＠ １２６．ｃｏｍ
责任编辑　 杨　 弘
３０５２８期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 王德智等： 丽香铁路建设对沿线景观格局影响的尺度效应及其生态风险