全 文 ：基于景观结构的城乡结合部生态风险分析
———以泰安市岱岳区为例*
石浩朋摇 于开芹**摇 冯永军
(山东农业大学资源与环境学院 /土肥资源高效利用国家工程实验室, 山东泰安 271018)
摘摇 要摇 以 2000、2005 和 2010 年的遥感数据为基础,对泰安市岱岳区土地利用类型和景观
格局变化进行分析,构建生态风险指数,对研究区域的生态风险指数进行重采样和空间差值,
并分析了城乡结合部区域生态风险的时空变化规律. 结果表明: 2000—2010 年,研究区土地
利用类型的主要转移方向是自然景观向人工景观转移;耕地、园地、林地的人为干扰强度较
大,水域的人为干扰较小;耕地和水域的生态损失度指数有所下降,其他土地利用类型基本上
呈上升趋势;2000 和 2010 年,研究区各生态风险小区的生态风险值分布较分散,2005 年最集
中,2000—2005 年,各生态风险小区的生态风险值以增加为主,2005—2010 年则以降低为主;
2000—2010 年,研究区生态风险指数等级以中等程度为主,生态风险指数在空间分布上表现
出明显的空间差异,大体上以林地为中心向周围区域呈扩散状递增;研究区域风险等级以中
风险区和较高风险区为主,较低风险区面积动态变化明显,最低风险区和最高风险区的面积
变化不大.
关键词摇 土地利用 /覆被变化摇 景观结构摇 生态风险摇 城乡结合部
文章编号摇 1001-9332(2013)03-0705-08摇 中图分类号摇 F301. 24摇 文献标识码摇 A
Ecological risk assessment of rural鄄urban ecotone based on landscape pattern: A case study
in Daiyue District of Tai爷an City, Shandong Province of East China. SHI Hao鄄peng, YU Kai鄄
qin, FENG Yong鄄jun ( National Engineering Laboratory for Efficient Utilization of Soil and
Fertilizer Resources, College of Resources and Environment, Shandong Agricultural University, Tai爷
an 271018, Shandong, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2013,24(3): 705-712.
Abstract: Based on the remote sensing data in 2000, 2005, and 2010, this paper analyzed the var鄄
iation trends of the land use type and landscape pattern in Daiyue District of Tai爷an City from 2000
to 2010. The ecological risk index was built, that of the District was re鄄sampled and spatially inter鄄
polated, and the spatiotemporal pattern of the ecological risk in the rural鄄urban ecotone of the Dis鄄
trict was analyzed. In 2000-2010, the main variation trend of the land use type in the District was
the shift from natural landscape to artificial landscape. The intensity of human disturbance was lar鄄
ger in cultivated land, garden plot, and forestland than in other landscape types, while the human
disturbance in water area was smaller. The ecological loss degree of cultivated land and water area
decreased somewhat, while that of the other land use types presented an increasing trend. The eco鄄
logical risk distribution in the District was discrete in 2000 and 2010, but most centralized in 2005.
The ecological risk of each ecological risk sub鄄area had an increasing trend in 2000-2005, but was in
adverse in 2005-2010. In 2000-2010, the ecological risk of the District was mainly at medium level.
Spatially, the distribution of the ecological risk in the District had an obvious differentiation, with an
overall diffusive increasing from forestland as the center to the surrounding areas. In the District, the
ecological risk was mainly at medium and higher levels, the area with lower ecological risk had an ob鄄
vious dynamic change, while that with the lowest and highest ecological risk had less change.
Key words: land use / cover change; landscape pattern; ecological risk; rural鄄urban ecotone.
*山东省博士后创新项目(201002012)和山东农业大学青年科技创新基金项目(23699)资助.
**通讯作者. E鄄mail: kaiqinyu@ 163. com.
2012鄄07鄄10 收稿,2012鄄12鄄23 接受.
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 3 月摇 第 24 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2013,24(3): 705-712
摇 摇 随着我国城市化的快速发展,城乡结合部区域
的土地利用类型更迭剧烈、用地矛盾突出、景观布局
混乱、生态环境脆弱[1-3] .由于人地矛盾不能有效地
耦合,区域空间自组织能力较弱,面对城市化过程中
人为干扰和外部突发因素的侵袭,城乡结合部的生
态系统呈现明显的脆弱性特征[4-7] . 人为干扰的强
制介入,导致城乡结合部区域的景观结构类型变化
剧烈,影响区域生态风险. 因此,如何将该类区域的
生态风险水平定量化成为众多学者关注的焦点,并
对此开展了大量相关研究[8-9] .
生态风险指生态系统及其组分所承受的风险,
是一个种群、生态系统或整个景观的正常功能所受
到的外界胁迫,从而在目前和将来减少该系统内部
某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济
价值和美学价值的可能性[10-11] .区域生态风险评价
是生态风险评价的一个分支,现阶段的生态风险评
价已进入区域生态风险评价阶段[12] .景观指具有高
度空间异质性的区域,它由相互作用的景观要素或
生态系统以一定的规律组成[13],景观的组成和空间
结构直接影响区域生态系统功能[14] .城乡结合部区
域是一个受人类活动强烈干扰的自然 /半自然景观
类型,不同的土地利用方式和开发强度产生的生态
影响具有区域性和累积性特征,可直观地反映在生
态系统的结构和组成上[15-17] . 此外,景观结构还可
以准确地显示出各种生态影响的空间分布和梯度变
化特征,使各种空间分析的手段成为可能[18] . 因此
可从景观结构和类型出发,评价区域生态风险.
本文选取泰安市城乡结合部为研究区域,将危
害和干扰生态系统功能的人类活动作为主要的风险
源,将研究区域内的 6 种景观类型作为风险受体,根
据遥感数据的可获取性选择对 2000、2005 和 2010
年的遥感数据进行解译,并获得景观格局特征指数,
构建生态风险指数作为生态终点的度量指标,评价
区域生态风险,并且利用 ArcGIS 空间分析功能,得
到研究区生态风险的时空变化规律,既能为城乡结
合部区域的生态规划和生态建设提供数据支持,又
能促进城市化发展中的土地合理开发利用,具有重
要的现实意义.
1摇 研究区域与研究方法
1郾 1摇 研究区域概况
泰安市位于山东省中部,属鲁中丘陵地区.北依
济南市,南临济宁市,东部与莱芜市和临沂市毗邻,
西隔黄河与聊城市相望,地势自东北向西南倾斜,下
图 1摇 泰安市岱岳区相对位置示意图
Fig. 1摇 Sketch map of Daiyue District in Tai爷an City.
辖泰山区、岱岳区、新泰市、肥城市、宁阳县和东平
县.本研究将城乡结合部范围定在岱岳区,为环绕在
泰安市建成区周围的一个环状地带(图 1). 岱岳区
属暖温带大陆性湿润、半湿润季风气候,全区南北长
66 km、东西宽 56 km,对泰安城形成半包围状态,是
泰安市经济发展的资源基础和风险的缓冲地带,下
辖 16 个乡镇,2 个街道办事处,700 个行政村,截至
2009 年底,区内总人口 96郾 96 万,农业人口 81郾 15
万.随着泰安市区经济、城市化的发展和产业结构调
整,区域内的土地利用类型更迭明显.
1郾 2摇 数据来源与预处理
本研究数据主要包括岱岳区行政区划图(2008
年);国家测绘局调绘的 1 颐 5 万泰安市岱岳区地形
图(1980 西安坐标系);2000 年的 ETM 图像(L122
R35),接受日期为 2000 年 4 月 7 日,空间分辨率为
30 m;2005 年的 TM 图像(L122 R35),接受日期为
2005 年 4 月 13 日,空间分辨率为 30 m;2010 年的
TM图像(L122 R35),接受日期为 2010 年 4 月 27
日,分辨率为 30 m.研究区 2009 年的社会经济和人
口资料来源于《泰安市统计年鉴》 [19] .
利用软件 ENVI 4. 7 对岱岳区 1 颐 5 万扫描地形
图进行几何校正,然后在遥感影像中选取明显地物
作为控制点,与校正后地形图进行一一对应,对
2010 年 TM图像采用三次多项式校正模型进行几何
纠正,坐标系统采用 Transverse Mercator 投影、Kra鄄
sovsky 椭球体,最终控制点的平均定位精度控制在
0. 5 个像元.以校正好的 2010 年 TM影像为参考,采
用同样方法分别校正 2005 和 2000 年的影像. 根据
遥感影像特征和研究区域概况,将土地利用类型划
分为耕地、园地、林地、水域、建设用地(包含居民点
用地、工矿用地和交通用地)和未利用地 6 类. 在
ERDAS 9. 2 中采取监督分类和目视解译相结合的
方法对遥感影像解译,2000、2005 和 2010 年遥感影
像解译结果的 Kappa指数精度分别达到 0. 88、0. 82
607 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
和 0. 83,满足解译的精度要求.
1郾 3摇 基于景观结构的生态风险指数构建
在 ArcGIS工作平台上,将研究区域矢量图转化
为栅格图,采用景观格局分析软件 Fragstats 对景观
格局特征参数在景观水平和类型水平两种尺度上进
行计算和分析,通过不同的景观格局指数叠加构建
景观损失指数(R i),来反映不同景观类型所代表的
生态系统受体在受到人为干扰后,其自然属性损失
的程度.景观损失指数为景观干扰度指数(Si)和景
观脆弱度指数(F i)的综合[20-23] .
1郾 3郾 1 景观干扰度指数构建摇 不同土地利用类型所
代表的生态系统受到的外部干扰程度反映了区域景
观在景观结构上的变化.研究区域为城乡结合部,景
观破碎程度属于在自然生态系统与城市生态系统之
间的半自然半人工状态,选取能够反映两种生态系
统类型景观结构变化的指数[景观破碎度指数 C i、
景观分离度指数 Ni和面积周长分维度指数倒数 Di
(表 1)],并且分别赋予不同的权重构建景观干扰度
指数,来反映生态系统受到的外部干扰程度. Si的计
算公式如下:
Si =aC i+bNi+cDi (1)
式中:a、b、c分别表示 C i、Ni和 Di的权重.
摇 摇 在构建景观干扰度指数时,每个景观格局指数
被赋予不同的权重,对其自然属性缺失程度的度量
不同.荆玉平等[4]对长春市城乡交错带的生态风险
分析认为,城乡结合部的人为干扰程度较大,地表的
土地利用类型变更程度深,景观破碎程度处于自然
生态系统与城市生态系统之间,将景观破碎度指数、
景观分离度指数和面积周长分维度指数倒数分别赋
予 0. 5、0. 3、0. 2 的权重,并将研究结果与区域实际
情况进行对比,对 3 指数的权重合理性进行了可靠
性验证,研究结果基本符合实际情况.由于本文与荆
玉平等[4]的研究区域在生态系统性质上具有相似
性.据此,本文将权重定为 a=0. 5、b=0. 3、c=0郾 2.
1郾 3郾 2 景观脆弱度指数构建摇 景观类型脆弱度指不
同的景观类型所代表的生态系统类型内部结构的易
损性,数值大小表示该景观类型对外部干扰的抵抗
能力[24] .处于景观演替的初级阶段、食物链结构简
单、生物多样性指数小的生态系统较脆弱,受人为作
用较强,可通过管理输入负熵使较脆弱的生态系统
变得更稳定[25-26] .
在对景观脆弱度指数的确定时,常将景观脆弱
度与土地开发利用类型相关联,较常用的方法是直
接赋值归一化处理法和层次分析法.刘存东[27]对重
庆市清水溪流域进行城市流域景观生态风险评价
时,采用直接赋值归一化处理法将景观类型的脆弱
度分为不同级别并赋值,然后进行归一化处理,归一
化的值域范围为[0. 1,0. 9]. 虽然这种方法能够直
观地反映不同土地利用类型在脆弱度上的差别,但
指数的确定带有较大主观性.因此,本文采用层次分
析法确定研究区域 6 种土地利用类型的景观脆弱
度,通过一致性检验,权重的确立具有满意的结果.
未利用地、水域、耕地、园地、林地和建设用地的景观
脆弱性指数分别为 0. 379、0. 250、0. 166、0. 100、
0郾 064、0. 041.
1郾 3郾 3 生态风险指数构建摇 用景观干扰度指数和景
观脆弱度指数的乘积来表示景观损失指数,指不同
景观类型遭遇干扰时所受到的生态损失的差别[20] .
利用景观损失指数和景观组分的面积比重构建生态
风险指数,用于描述一个样地内综合生态损失的相
对大小,以便通过采样的方法将景观空间结构转化
表 1摇 景观格局指标
Table 1摇 Indices for landscape patterns
指标
Index
表达式
Expression
生态意义
Ecological meaning
破碎度指数
Fragmentation index
Ci = ni / A 表示景观被分割的破碎程度和空间结构的复杂性,其值
用来表述整个景观或某一景观类型在给定时间和给定
性质上的破碎化程度.值越大,景观破碎程度越大,人为
干扰作用越明显
分离度指数
Isolation index Ni =
1
2
ni
A 伊
A
Ai
表示某一景观类型中不同元素或斑块个体分布的分离
程度.值越大,分离程度越大,表明景观在地域分布上越
分散,景观分布越复杂,破碎化程度也越高
面积周长分维度
Perimeter鄄area fractal
dimension Gi =
2 / [ni移
n
j = 1
(lnpij 伊 lnaij) - (移
n
j = 1
lnpij)(移
n
j = 1
lnaij)]
(ni移
n
j = 1
lnp2ij) - (移
n
j = 1
lnpij) 2
表示斑块组成的景观形状与面积大小之间的关系,反映
了一定观测尺度上景观类型的复杂程度及人类活动干
扰的程度.面积周长分维数越小,景观越趋于规则,人类
活动对景观的干扰越大
i:斑块类型 Patch types; j:斑块数目 Patch number; A:总的景观面积 Total area of the landscape; ni:景观类型 i 的斑块总数 Total number of the
landscape type i; pi:斑块类型 i所占景观面积的比例 Proportion of the landscape type i in the total area of the landscape.
7073 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 石浩朋等: 基于景观结构的城乡结合部生态风险分析———以泰安市岱岳区为例摇 摇 摇 摇 摇
为空间化的生态风险变量,建立景观结构与区域生
态风险间的经验联系.景观生态风险指数公式为:
ERI =移
n
i = 1
Ai
A R i =移
n
i = 1
Ai
A SiF i =移
n
i = 1
Ai
A (aC i +bNi +
cDi)F i (2)
式中:ERI 为采样区的生态风险指数;Ai为采样区内
第 i类景观类型面积;A为采样区面积.
1郾 4摇 区域生态风险空间分析方法
为了对区域生态风险的空间分布规律进行分
析,将生态风险指数进行空间化.由于研究区域的景
观基质为耕地,为了避免人为划分增加重采样小区
的破碎度,在综合考虑研究区空间异质性、斑块大
小、研究区域主要交通用地之间的距离和农村居民
点用地之间距离的基础上,本文将研究区划分为 3
km伊3 km 的采样方格,共 220 个生态风险小区(图
2).为了避免采样小区指数误差传递造成的不可比
性和空间分异结果的不确定性,采用区域类型水平
上的景观破碎度指数、景观分离度指和面积周长分
维度指数倒数,根据生态风险值的构建公式分别计
算各生态风险小区的生态风险值,并将其作为格网
中心点的值.
由于景观指数计算的区域景观生态风险指数本
身是一种空间变量,反映了景观的空间格局,其空间
结构变化特征具有结构性和随机性[28] .为了在综合
生态风险的空间分析中研究景观的空间规律性和等
级结构,在生态风险系统采样的基础上,利用地学统
计的变异函数方法,通过半方差函数进行理论变异
函数的拟合,利用插值法编制生态风险级别图,从而
完成对生态风险评价空间分布情况的直观描述和空
间结构的分析[29],得到城乡结合部区域的生态风险
时空变化规律.具体算式为:
图 2摇 城乡结合部区域生态风险小区的划分
Fig. 2摇 Division of ecological risk area in rural鄄urban ecotone.
摇 摇 r(h) = 12N(h)移
N(h)
i = 1
[Z(xi)- Z(xi+h)] 2 (3)
式中:r(h)为变异函数;h 为步长,即两样本空间分
割距离;Z(xi)为 Z(x)在空间点 xi处的样本值;Z(xi
+h)为 Z(x)在空间点 xi+h 处的观测值;N(h)为分
割距离为 h时的样本点总对数.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 城乡结合部区域土地利用 /覆被变化
由表 2 可以看出,2000—2010 年,在土地利用
现状上,研究区域的土地利用景观类型以农用地为
主,农用地比重较大. 在土地利用类型的数量上,耕
地、园地、水域、未利用地等自然景观类型面积下降,
交通用地和居民地用地等建设用地面积扩张,城市
化进程中,城乡结合部区域的土地利用人为干扰增
加.在土地利用类型的变化率上,2000—2005 年研
究区域建设用地的变化率高达 12. 1% ,2005—2010
年建设用地变化率(5. 2% )相对下降,说明研究时
段内城乡结合部区域建设用地面积从剧烈膨胀加速
变为有序缓慢增长,建设用地利用程度增加;园地和
林地的变化率较小,这是因为该区域实行林地保护
政策,园地面积的变化随果品市场的需求变化而发
生轻微的滞后波动,面积变化程度较小;水库、湖泊
和河流等水域面积的变化与区域的自然降水量和灌
溉用水量相关,面积变化不明显.
2郾 2摇 城乡结合部区域景观结构变化
由表 3 可以看出,2000—2010 年,城乡结合部
区域景观结构发生明显变化,耕地和水域的景观损
失度指数有所下降,其他土地利用类型基本呈上升
趋势;园地、林地、水域、未利用地的周长面积分维度
略微上升,说明这些景观受到的人为干扰与耕地、建
设用地相比较小,较好地保持了原来的自然状态;耕
地周长面积分维度从 2000 年的 1. 463 上升到 2010
年的 1. 576,说明耕地的斑块面积变小,形状变得复
杂不规则;建设用地的周长面积分维度从 2000 年的
1. 490 上升到 2010 年的 1. 554;耕地和建设用地受
人为活动干扰最明显.
除水域和建设用地的景观破碎度变化不明显
外,其余景观类型的破碎度均有不同幅度的增大,说
明研究时段内城乡结合部区域的景观总体呈破碎趋
势,区域景观稳定性降低.未利用地的景观破碎度变
化较小,说明该景观斑块碎化程度受人为开发利用
影响不大;耕地、园地、林地景观的破碎度明显增长,
说明这三类景观类型受人为活动干扰明显,大的斑
807 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
块面积被分割,景观斑块数目增加,破碎程度增大;
各景观类型的分离度变化趋势基本与破碎度相同.
2郾 3摇 城乡结合部区域生态风险的时序变化
从表 4 可以看出,研究期间,城乡结合部区域整
体生态风险指数变化幅度仅 1. 9% ,其中,2000—
2005 年变化量占总变化量的 56. 6% ,2005—2010
年占 43. 4% ,区域生态风险指数变化速度呈降低趋
势.在 6 种土地利用类型中,耕地的生态风险指数贡
献率最大,建设用地最小;研究期间,耕地生态风险
值呈减少趋势,园地、水域、未利用地均呈先增加后
减少的趋势,林地、建设用地呈增加趋势. 不同景观
类型平均生态风险指数值依次为耕地>园地>林地>
水域>未利用地>建设用地,说明区域耕地的占用和
破碎化分割等变化对区域生态环境和社会经济发展
表 2摇 2000—2010 年城乡结合部土地利用类型 /覆被变化
Table 2摇 Land use / cover change in rural鄄urban ecotone from 2000 to 2010
土地利用类型
Land use type
比例 Percentage (% )
2000 2005 2010
变化率 Change rate (% )
2000—2005 2005—2010 2000—2010
耕地 Cultivated land 44. 2 43. 3 42. 1 2. 2 2. 6 4. 7
园地 Garden 18. 7 18. 9 18. 2 1. 2 3. 5 2. 4
林地 Forest land 17. 6 16. 8 18. 3 4. 8 9. 0 3. 8
水域 Water area 4. 1 4. 2 3. 9 2. 9 7. 0 4. 3
建设用地 Construction land 12. 2 13. 7 14. 4 12. 1 5. 2 17. 8
未利用地 Unused land 3. 2 3. 2 3. 1 0. 5 4. 7 5. 2
表 3摇 2000—2010 年城乡结合部景观类型的格局指数
Table 3摇 Pattern indices of landscape types in rural鄄urban ecotone from 2000 to 2010
土地利用类型
Land use type
年份
Year
破碎度指数
Fragmentation
index
分离度指数
Isolation
index
面积周长
分维度指数
Perimeter鄄area
fractal dimension
干扰度指数
Hemeroby
index
脆弱度指数
Vulnerability
index
损失度指数
Loss
index
耕地 2000 0. 0133 0. 0255 1. 4629 0. 1510 0. 166 0. 0251
Cultivated land 2005 0. 0212 0. 0315 1. 5747 0. 1471 0. 0244
2010 0. 0260 0. 0340 1. 5762 0. 1501 0. 0249
园地 2000 0. 0172 0. 0122 1. 5426 0. 1419 0. 100 0. 0142
Garden 2005 0. 0334 0. 0172 1. 5940 0. 1473 0. 0147
2010 0. 0336 0. 0167 1. 5799 0. 1484 0. 0148
林地 2000 0. 0068 0. 0072 1. 5083 0. 1382 0. 064 0. 0088
Forest land 2005 0. 0260 0. 0135 1. 5708 0. 1444 0. 0092
2010 0. 0287 0. 0155 1. 5520 0. 1479 0. 0095
水域 2000 0. 0049 0. 0014 1. 3943 0. 1463 0. 250 0. 0366
Water area 2005 0. 0047 0. 0014 1. 3992 0. 1457 0. 0364
2010 0. 0035 0. 0011 1. 4204 0. 1429 0. 0357
建设用地 2000 0. 0366 0. 0117 1. 4904 0. 1560 0. 041 0. 0064
Construction land 2005 0. 0391 0. 0136 1. 5058 0. 1565 0. 0064
2010 0. 0484 0. 0159 1. 5538 0. 1577 0. 0065
未利用地 2000 0. 0086 0. 0015 1. 5981 0. 1299 0. 379 0. 0492
Unused land 2005 0. 0169 0. 0021 1. 5867 0. 1351 0. 0512
2010 0. 0122 0. 0017 1. 5937 0. 1321 0. 0501
表 4摇 城乡结合部区域 2000—2010 年不同土地利用类型景观生态风险指数
Table 4摇 Ecological risk of land use types in rural鄄urban ecotone from 2000 to 2010
年份
Year
耕地
Cultivated land
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
园地
Garden
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
林地
Forest land
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
水域
Water area
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
建设用地
Construction land
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
未利用地
Unused land
风险值
Index
贡献率
Contribution
rate (% )
2000 0. 01109 57. 9 0. 00265 13. 8 0. 00156 8. 1 0. 00149 7. 8 0. 00078 4. 1 0. 00159 8. 3
2005 0. 01056 55. 8 0. 00278 14. 7 0. 00155 8. 2 0. 00152 8. 0 0. 00088 4. 6 0. 00164 8. 7
2010 0. 01050 55. 9 0. 00270 14. 4 0. 00173 9. 2 0. 00139 7. 4 0. 00093 5. 0 0. 00153 8. 1
9073 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 石浩朋等: 基于景观结构的城乡结合部生态风险分析———以泰安市岱岳区为例摇 摇 摇 摇 摇
的生态风险潜在影响最大.
从范围和标准差上,2000 和 2010 年研究区生
态风险范围较大,风险小区的风险值分布较分散,
2005 年的生态风险范围最小,风险小区的风险值分
布较集中. 2000 和 2010 年研究区各生态小区风险
值的峰度均<0,说明该年份各生态风险小区的生态
风险值分布均比标准正态分布分散;2005 年的峰度
>0,说明该年各生态风险小区的生态风险值分布比
标准正态分布集中,风险值分布在 0. 017 ~ 0. 021 的
风险小区数量高达 77. 3% . 3 个年份的偏度值均为
负值,说明各生态风险小区的生态风险值均为左偏
分布,风险值小于平均值的风险小区占多数,以
2005 年尤为明显. 2000—2005 年,各风险小区的生
态风险有增有减,57. 3%的生态风险小区的生态风
险值增加,42. 7%的生态风险小区的生态风险值减
少;2005—2010 年,31. 8%的生态风险小区的生态
风险值增加,68. 2%的生态风险小区的生态风险值
减少(表 5).
2郾 4摇 城乡结合部区域生态风险的空间分析
2000—2010 年,各风险小区的生态风险值都在
0. 009 ~ 0. 029,按照等分法将风险程度划分为 5 个
等级,其中,最低风险区的生态风险最小,最高风险
区的生态风险最大,中间依次为较低风险区、中风险
区和较高风险区.利用地统计学分析方法,计算出变
异函数,利用球状模型进行拟合检验,并且利用克里
格插值法编制研究区域生态风险级别图(图 3),统
计各个生态风险级别所占的面积(表 6). 从而完成
对生态风险评价空间分布情况的直观描述和风险等
级空间分析.
由图 3 可以看出,2000—2010 年,研究区域的
生态风险级别以较低风险区、中风险区和较高风险
区为主,最低风险区和最高风险区面积较低;在空间
分布上,以西北部山地和东南部徂徕山地上的林地
为中心向周围区域呈扩散状递增. 在城市建成区的
周围区域,随着城市发展过程中的土地利用类型转
型和未利用地的开发利用,生态风险等级呈降低趋
势.就单一的土地利用类型来说,生态风险等级分布
区域与非农建设用地分布集中区域具有显著的空间
相关性:距建成区和农村居民点越近,生态风险指数
等级越高.最高风险区域主要分布在自然景观保存
完整且容易因人为干扰而变得破碎化的区域.
由表 6 可以看出,研究期间,研究区的生态风险
等级以中风险区和较高风险区为主,2000、2005 和
2010 年两者的面积比例分别为 66. 8% 、74. 8%和
69. 9% .各个生态风险等级区域向高等级区域和低
等级区域的动态转换均有出现,其中,较低风险区面
积变化最剧烈,其面积呈先降后增的波动态势,表现
为 2000—2005 年面积剧减 13. 2% ,而 2005—2010
年缓慢上升 7. 9% ,但研究时段内该等级的面积总
数下降了 5. 4% ,城市化过程中城镇建设用地面积
的扩张和交通用地对耕地的分割是较低风险区区域
面积剧烈波动的主要原因;最低风险区和最高风险
表 5摇 城乡结合部区域 2000—2010 年生态风险值
Table 5摇 Ecological risk value of each ecological risk site in rural鄄urban ecotone from 2000 to 2010
年份
Year
最大值
Max
最小值
Min
平均值
Mean
中位数
Median
标准差
SD
偏度
Skewness
峰度
Kurtosis
2000 0. 0277 0. 0097 0. 0187 0. 0184 0. 0035 -0. 108 -0. 479
2005 0. 0264 0. 0111 0. 0190 0. 0191 0. 0029 -0. 415 0. 097
2010 0. 0275 0. 0099 0. 0182 0. 0183 0. 0032 -0. 151 -0. 159
表 6摇 基于克里格插值的研究区生态风险级别面积
Table 6摇 Area of ecological risk grades in the study area based on the Kriging interpolation
等级
Grade
2000
面积
Area
(hm2)
%
2005
面积
Area
(hm2)
%
2010
面积
Area
(hm2)
%
2000—2005
年变化
Change from
2000 to 2005
(hm2)
2005—2010
年变化
Change from
2005 to 2010
(hm2)
2000—2010
年变化
Change from
2000 to 2010
(hm2)
玉 3599. 72 2. 1 7786. 73 4. 5 8430. 82 4. 8 4187. 02 644. 1 4831. 1
域 53614. 30 30. 6 30464. 46 17. 4 44201. 36 25. 3 -23149. 84 13736. 9 -9412. 9
芋 56510. 19 32. 3 68962. 84 39. 4 83652. 67 47. 8 12452. 65 14689. 8 27142. 5
郁 60351. 68 34. 5 61853. 22 35. 3 38715. 15 22. 1 1501. 53 -23138. 1 -21636. 5
吁 924. 11 0. 5 5932. 75 3. 4 0. 00 0. 0 5008. 64 -5932. 8 -924. 1
玉:最低风险区 Lowest risk zone; 域:较低风险区 Lower risk zone; 芋:中风险区Moderate risk zone; 郁:较高风险区Higher risk zone; 吁:最高风险
区 Highest risk zone.
017 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
图 3摇 城乡结合部生态风险空间分布
Fig. 3摇 Spatial distribution of ecological risk for rural鄄urban ecotone.
区的面积变化不大,最低级风险区面积随着时间的
变化逐渐递增,但 2005—2010 年的增速明显变缓;
2000—2005 年,因为研究区水域面积和生态湿地面
积的扩展,最高风险区域面积缓慢上升,2005—2010
年,随着城市发展过程中高景观损失度的未利用地
被开发利用,最高风险等级面积下降为 0.
3摇 讨摇 摇 论
如何将城市化进程中城乡结合部面临的生态风
险定量化是确定城市良性发展规模以及城乡结合部
可持续发展的核心问题. 本文从景观生态学的角度
出发,基于遥感数据,利用景观损失度指数和景观脆
弱度指数构建景观意义上的生态风险指数,并且对
其空间动态发展规律进行描述和分析,较好地反映
城市化对城乡结合部区域的土地利用类型、景观结
构的影响及其生态风险的时空变化. 结果表明:1)
研究期间,土地利用类型动态变化明显.岱岳区的耕
地、园地、水域、未利用地等自然景观类型面积下降,
交通用地和居民地用地等建设用地面积扩张. 2)自
然景观的破碎度增大,人为干扰带来的生态损失指
数上升.岱岳区耕地、园地、林地的景观破碎度和分
离度增加,大面积斑块的破碎化趋势明显,生态损失
度指数呈上升趋势. 3)区域生态风险空间差异变
大,生态风险指数以中高等级为主,大体上以林地为
中心向周围区域呈扩散状递增. 最低风险程度和最
高生态风险程度的区域面积变化不大,中高生态风
险区域面积增加最显著.
土地利用景观格局的改变势必会引起区域生态
功能的变化,故通过研究不同景观类型间的迁移变
化特征来识别区域生态环境的变化趋势及其内在因
素是可行的、有效的[30-31] . 本文仅基于景观格局指
数和景观脆弱度指数构建区域生态风险指数,从景
观角度衡量人为干扰对区域生态风险的影响,没有
与具体的区域生态风险相关的社会认知、文化融合
及其他不可预见因素相结合,故生态风险值仅具有
数值上的相对性,针对具体的绝对风险源的影响尚
有待进一步研究.
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作者简介摇 石浩朋,男,1988 年生,硕士研究生.主要从事土
地资源管理、土地规划及土地开发与保护研究. E鄄mail:shp鄄
dxy@ 126. com
责任编辑摇 杨摇 弘
217 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷