顧及三維的大冶市建設用地擴張及其生態效應

陳 勇, 阮景華, 王巧稚, 肖 曉, 曾向陽

(1.武漢科技大學 資源與環境工程學院, 武漢 430081; 2.冶金礦產資源高效利用與造塊湖北省重點實驗室, 武漢 430081)

工業化和城市化帶來的生態環境問題一直是國際社會關注的焦點。針對城市化過程中建設用地擴張及其生態環境效應的研究已較為廣泛，主要集中在建設用地擴張特征、擴張模式、驅動機制和模擬模型研究[1]，以及擴張引發的大氣、水、土壤等環境要素效應和景觀生態格局、物質能量循環、生態服務價值變化等綜合生態效應研究[2]。由于研究數據多采用遙感影像投射到二維笛卡爾空間上形成的平面數據進行，使得區域復雜自然地貌分異和三維空間特征較少在研究中得以體現，從而影響分析結果的客觀性和實用性。

礦業城市是指因礦產資源的開發而興起或發展，且在一段時期內礦業在城市產業結構中占據主導產業地位的城市。礦產資源開發推動了區域城市化進程，據統計，我國礦業城鎮數量超過400個，縣級以上礦業城市就有99個，礦業城市已成為我國城鎮體系的重要組成部分。

大冶市是我國中南地區典型的礦業城市，位于114°31′—115°20′E，29°40′—30°15′N，地處鄂東南丘陵北緣和湖北省冶金走廊腹地，全市土地總面積1 566.3 km2，屬典型的大陸性季風氣候。大冶礦產資源豐富，已發現和探明的大小礦床273處，是我國重要的銅、鐵礦生產基地。本文基于大冶市1995年、2005年、2015年三期遙感影像解譯結果，疊加數字高程模型，分析不同地貌類型上建設用地擴張的空間差異，并利用三維地形信息對傳統的生態系統服務基準單價和景觀格局指數進行修正，用修正值測算建設用地擴張帶來的生態服務價值效應和景觀格局效應，為大冶市土地資源有效管理和生態安全維護提供參考依據。

1 數據來源與處理

數據來源于中科院地理空間數據云提供的30 m空間分辨率DEM數據和1995年10月、2005年11月、2015年10月三期Landsat影像，以2010年土地利用現狀圖和研究區相關數據作為補充信息。利用ENVI軟件對影像進行輻射校正、大氣校正、配準、裁剪等預處理，利用武鵬飛等[3]提出的三指數合成法進行波段合成來加強建設用地光譜特征，采用監督分類法對研究區的土地利用類型按照耕地、林地、草地、建設用地、水域和未利用地6種地類進行分類，借助其他相關數據信息對分類后的結果進行修正，得到研究區3個階段的土地利用類型空間分布數據。通過生成隨機點與Google Earth影像對比驗證，最終3個時期的總體分類精度均在80%以上，Kappa系數也均在0.77 以上。

2 建設用地擴張分析

2.1 自然地貌分類

合理的地貌分類體系是科學劃分地貌的基礎，中國科學院地理所1978年主持編制的《中國1∶1 000 000地貌圖制圖規范(試行)》[4]，采用海拔和地形起伏度將我國地貌劃分為18個基本形態類型，對大區域尺度地貌分類具有指導意義。眾多研究表明，在中小尺度區域應用時，應結合當地的實際情況確定地貌劃分體系，如《湖北農業地理》[5]依據海拔、地表形態和組成物質將江漢平原劃分為平原湖區、平緩崗地和起伏丘陵3種地貌類型。鑒于大冶市海拔差異不大(最高海拔839.19 m，最低海拔11 m)，海拔對區域土地利用的限制較小，這里采用地形起伏度和坡度來劃分地貌類型(圖1)。

圖1 大冶市地貌類型分布

地形起伏度指地表一定范圍內最高點與最低點的高程差，值的大小與領域選擇密切相關，根據郎玲玲等[6]的研究，起伏度隨著統計單元面積的增大快速增加，到達一定閾值后增速開始減緩，由陡變緩的拐點對應的值即為最佳統計單元，本文采用均值變點法計算這一閾值，最終確定12×12鄰域為大冶市地勢起伏度最佳統計單元，在ArcGIS軟件支持下得到大冶市地形起伏度；常用的坡度算法有4塊法、空間矢量分析法、擬合平面法、擬合曲面法和直接求解法等5種，實踐表明，擬合曲面法是求解坡度的最佳方法[7]，本文利用擬合曲面法計算坡度。

針對大冶市自然地貌分異規律和當地習俗稱謂，綜合熟悉當地情況專家的意見，將大冶市自然地貌劃分為平畈、緩丘、陡丘和低山4種類型。其中：平畈指地形起伏度小于50 m的區域；緩丘指地形起伏度介于50～500 m，且坡度小于20度的區域；陡丘指地形起伏度介于50～500 m，且坡度大于20度的區域；低山指地形起伏度大于500 m的區域。經GIS分析和統計，平畈、緩丘、陡丘和低山4類地貌的面積分別為880.32 km2，475.85 km2，175.5 km2，34.63 km2。

2.2 建設用地時空變化分析

2.2.1 數量變化 本文引入建設用地比重、年均擴張面積指數SI和年均增長率指數SR等3個指標定量表達建設用地數量變化特征。其中，SI用來表征建設用地面積變化的數量，SR用來表征建設用地面積變化的速度，計算公式分別如下：

(1)

(2)

式中：Ss，Se分別表示研究單元某一時期初始時間和結束時間的建設用地表面積；d為時間間隔。

圖2 建設用地空間擴張分布

經統計(表1)，大冶市1995年、2005年和2015年的建設用地面積分別為129.15 km2，159.33 km2，236.46 km2，建設用地比重從1995年的8.25%上升到2015年的15.11%，增長了1.8倍。其中，1995—2005年、2005—2015年兩個階段的SI分別為3.02 km2/a和7.91 km2/a，SR分別為2.12%和4.11%。均是后一階段大于前一階段，說明大冶市建設用地呈現出加速擴張的態勢(圖2)。

按地貌類型統計，1995—2005年大冶市平畈區域建設用地增加了23.16 km2，SI為2.32 km2/a，SR為2.18%；緩丘區域建設用地增加了6.91 km2，SI為0.69 km2/a，SR為2.02%；陡丘區域建設用地增加了0.10 km2，SI為0.01 km2/a，SR為0.56%；低山區域建設用地增加了0.01 km2，SI為0.001 km2/a，SR為0.25%。2005—2015年平畈區域建設用地增加了63.13 km2，SI，SR分別為6.31 km2/a，4.34%；緩丘區域建設用地增加了15.51 km2，SI，SR分別為1.55 km2/a，3.47%；陡丘區域建設用地增加了0.48 km2，SI，SR分別為0.05 km2/a，2.37%；低山區域建設用地增加了0.01 km2，SI，SR分別為0.001 km2/a，1.94%。平畈區域建設用地擴張表現最為強烈，其擴張面積占總擴張面積的比重達78.9%，且有不斷增大的趨勢；緩丘區域擴張面積占總擴張面積的比重達20.5%，但有逐步減小的趨勢；陡丘和低山區域受地形的影響，擴張較為緩慢(圖3)。

表1 不同地貌類型上建設用地面積 km2

圖3 不同地貌類型上建設用地擴張情況

2.2.2 空間特征 本文采用武鵬飛[8]提出的景觀擴張指數LEI來定量識別建設用地的空間擴張模式，LEI的計算公式如下：

(3)

式中：Ao為新增建設用地斑塊生成的30 m緩沖區內原有建設用地斑塊面積；Av是緩沖區內除去原有建成區斑塊剩余的面積；如果LEI≥50，那么該新增斑塊為填充式擴張，即新增建設用地斑塊填充在原有建設用地斑塊內部；如果0

1995—2015年，大冶市建設用地擴張主要以邊緣式為主，填充式為輔，邊緣式、填充式和飛地式擴張的比重分別為64.7%，25.0%和10.3%。其中，平畈區域邊緣式擴張表現最為明顯，其邊緣式、填充式和飛地式擴張的比重分別占66.3%，23.7%和10.0%；緩丘區域次之，但也是以邊緣式擴張為主，其邊緣式、填充式和飛地式擴張的比重分別占57.8%，30.4%和11.8%；陡丘和低山區域則3種擴張方式的數量差異不大(圖4)。

圖4 建設用地擴張模式空間分布

從1995—2005年和2005—2015年兩個階段看，大冶市平畈區域邊緣式、填充式和飛地式擴張從1995—2005年的70∶23∶7變為2005—2015年的65∶24∶11，緩丘區域則從62∶20∶18變為56∶35∶9，邊緣式擴張雖然仍是大冶市建設用地擴張的最主要方式，但所占比重在逐漸減小，填充式和飛地式擴張開始增多(圖5)。

圖5 不同地貌類型上建設用地擴張模式比例

2.2.3 簡要評述 建設用地擴張受地形影響，平畈和緩丘交通便利，有利于建設用地發展，其中大冶市東北部還地橋鎮、羅家橋街道、東岳路街道以及汪仁鎮建設用地擴張顯著，這是由于1992年成立了湖北黃石經濟開發區，2010年正式升級為國家級經濟技術開發區，技術和信息在此處集中，科技創新平臺在此處建立，高新技術、高新人才在此處聚集，經濟發展勢頭迅猛，并且向周邊區域擴散，建成了勁牌工業園、羅橋工業園和城西北工業園為主的三大園區，因此，20 a間，大冶市東北部建設用地增長劇烈。

在城市增長相位理論中，認為城市的發展主要包括兩種相位：擴散和聚合。如果以城市增長相位理論對應3種擴張模式，飛地式增長可視作擴散，而填充式和邊緣式增長則可視作聚合的過程。1995—2015年，大冶市平畈和緩丘區域建設用地整體處于聚合的過程，但同時為了進一步發展經濟尋找新用地增加了飛地式擴張的面積和分布，雖然飛地式增長可能帶來新的發展機會，但是盲目應用會造成城鎮的無序蔓延，導致資源浪費，產生一系列生態環境問題；陡丘和低山受地形影響，建設用地無法形成緊湊的增長形態。

3 建設用地擴張生態效應

生態效應指人為活動造成的環境污染和環境破壞引起生態系統結構和功能的變化。本文從生態系統服務和景觀格局兩個角度來探討建設用地擴張所產生的生態效應。

3.1 生態系統服務效應

生態系統服務價值估算大都借鑒Costanza提出的生態系統服務價值計算公式[9]：

(4)

式中：ESV為研究區生態系統服務總價值；VCij為j類生態系統i類生態系統服務基準單價；Aj為j類生態系統面積。

謝高地等[10]結合中國國情對Costanza式中生態系統服務基準單價VCij進行了修正，提出了中國陸地生態系統單位面積服務價值當量表。實踐中，國內研究者多根據研究區域的具體情況，利用植被凈初級生產力(NPP)、降水、GDP指數、居民消費價格指數、平均糧食單產市場價值等對當量因子表進行國家到研究區的修正[11]。三維地形是最基本的自然地理要素，影響著地表物質、能量的分配和土壤、植被的形成和發育過程，相同面積的地塊，其生態服務價值量會因地形部位不同而產生差異。同時，傳統利用遙感數據來分析土地利用/覆被變化時往往忽略了實際面積與投影面積的差別，在地形起伏較大的區域，地表面積與投影面積間的差異不可忽略。基于此，本文采用地表表面積代替投影面積，引入地形修正因子對生態系統服務基準單價進行修正，建立估算模型如下：

(5)

式中：αj為j類生態系統地形修正因子；Sj為j類生態系統地表面積。

3.1.1 地表面積計算 常規方法所用的面積一般是垂直投影后的面積，而實際上地形是一個曲面，與投影面有很大差別。將投影面與曲面劃分為無數個柵格，每個柵格內曲面可以看成一傾斜面，單位柵格傾斜面積與投影面積的關系式可表示為

Si=S0/cosθi=S0×secθi

(6)

式中：Si為單位柵格傾斜面積；S0為單位柵格投影面積；θi為傾斜面與投影面的夾角，即坡度。

假定研究區域內共有n個柵格數據，根據投影面積與柵格面積的關系，單位柵格傾斜面面積與柵格面積的關系，以及曲面表面積與單位柵格傾斜面面積的關系可以表示為：

Sp=n×S0

(7)

(8)

式中：Sp表示研究區投影面積；Sa表示地表表面積。曲面面積等于其投影面積與所有柵格傾斜面坡度正割值平均值的乘積。當地形起伏變化劇烈、坡度仰角增大時，坡度正割值也增大，曲面表面積與投影面積的差異就越顯著。

3.1.2 單位面積生態系統價值當量修正 地形起伏對于生態系統有著重要影響。一方面，地形起伏影響植被類型與分布；另一方面，影響地面徑流變化，從而影響土壤侵蝕量，起伏越大，阻力系數增大，徑流沿程損失增大，從而削弱徑流侵蝕力。植被、水流、土壤等因子的綜合作用，改變了區域內各組成部分的生態關系從而造成不同地形起伏度上相同面積的同類生態系統的服務價值量不同。

坡向對于山地生態有著較大的作用。一方面，山地的方位影響著日照時數和太陽輻射強度，陽坡和陰坡在溫度、植被等方面的差異常常是很大的；另一方面，坡向對降水的影響也很明顯，由于一山之隔，降水量可相差幾倍。由于光照、溫度、雨量、風速、土壤質地等因子的綜合作用，坡向能夠對植物產生影響，從而引起植物和環境的生態關系發生變化。

基于上述分析，本文從地形起伏度、坡向兩個方面構建地形修正因子對耕地、林地、草地生態系統服務基準單價進行修正。水域和建設用地生態系統服務受地形影響較小，其地形修正因子均取值1。未利用地生態系統服務價值總體不高，這里忽略地形因素的影響，其地形修正因子也取值1。

地形因子修正模型計算公式如下：

α=P1xai+P2ybi

(9)

式中：xai表示第i級地形起伏度修正因子；ybi表示第i級坡向修正因子；P1，P2分別表示各修正因素的權重，P1=P2=0.5。

地形起伏度、坡向主要影響植物的長勢和豐富度，因此本文基于研究區植被覆蓋指數來確定每一級地形起伏度、坡度的修正因子。將地形起伏度小于50 m，坡向為平地的區域修正因子分別定為1，其他級別的地形起伏度、坡向的修正因子的值則為對應級別的區域平均植被覆蓋度與地形起伏小于50 m或坡向為平地的區域平均植被覆蓋度的比值，計算公式如下：

(10)

將地形起伏度、坡向分別與植被覆蓋度圖層疊加，計算各修正因子值如表2，3所示。

表2 地形起伏度修正因子

表3 坡向修正因子

3.1.3 生態系統服務價值損失估算 參考程建等[12]對長江流域不同陸地生態系統單位面積生態服務價值當量的研究，結合上述三維地形修正后的生態系統服務價值估算模型，得到研究區1995年、2005年和2015年的各類地貌上生態系統服務價值損失量。

1995—2015年，大冶市建設用地擴張帶來的生態服務價值總損失為37 525.56萬元，其中，平畈區域損失27 038.25萬元，緩丘區域損失10 381.63萬元，陡丘和低山區域因為占地面積較小，損失也很小。考察單位面積建設用地擴張造成的損失，平畈區域為311萬元/km2，緩丘區域為456萬元/km2，陡丘區域為341萬元/km2，低山區域為476萬元/km2，緩丘和低山區域建設用地擴張的代價更高，這與平畈區域建設用地主要占用耕地和林地，緩丘區域主要占用林地和耕地，陡丘區域主要占用草地和林地，低山區域主要占用了林地有關(圖6)。

圖6 不同地貌類型上新增建設用地占地生態系統服務價值損失

從1995—2005年、2005—2015年兩個階段看，受建設用地擴張加速的影響，生態服務價值損失在整體和各類地貌區域上均表現出相應擴大的趨勢。平畈區域由于占用水域的比例有所提高，單位面積建設用地擴張造成的損失加大；緩丘區域則由于占用耕地的比例開始提高，而占用林地的比例有所降低，單位面積建設用地擴張造成的損失減小。

3.2 景觀格局效應

建設用地擴張勢必會導致景觀單元的類型、數量以及空間分布上的變化，即景觀格局的變化，通常利用景觀指數來定量表征這些變化，但傳統的二維景觀格局指數以二維遙感影像作為數據源，忽略了地形對景觀格局的影響，造成了三維結構生態學意義的缺失。

基于此，本文從景觀水平選擇了5個指數：平均斑塊面積(MPA)、平均最小鄰近距離(MENN)、蔓延度指數(CONTAG)、香農多樣性指標(SHDI)、香農均一度指數(SHEI)，采用上節介紹的方法計算各景觀斑塊的表面積，斑塊表面周長的計算原理與面積類似，首先提取各斑塊的邊界線，然后將矢量的斑塊邊界線與DEM 數據結合計算出斑塊各邊界的表面長度，最后加和求得各斑塊的表面周長。根據各斑塊的表面面積，表面周長及相關計算公式，可以算出各3 D景觀指數，計算結果見表4。

從MPA和CONTAG來看，平畈和緩丘區域總體小于陡丘和低山區域，說明平畈和緩丘區域景觀破碎程度較高。1995—2015年，各類地貌區域MPA和CONTAG值均持續減小，說明建設用地擴張導致大斑塊數量減少，小斑塊數量增多，景觀的破碎程度增加。

表4 不同地貌類型上三維景觀格局指數變化情況

從MENN來看，平畈和緩丘區域明顯小于陡丘和低山區域，說明平畈和緩丘區域同類型斑塊間距近，呈團聚分布，而陡丘和低山區域由于林地斑塊面積大，分布廣，導致其他類型斑塊間距離較遠。1995—2015年，平畈和緩丘區域MENN值先增大后減小，說明1995—2005年建設用地對其他類型斑塊的占用導致同類型斑塊距離的增大，而2005—2015年新增的建設用地與原有建設用地有很好的連接性，增加了團聚程度；陡丘和低山區域MENN值在1995—2005年幾乎沒有變化，說明新增建設用地對原有格局影響不大，而2005—2015年MENN值開始變大，說明新增的建設用地團聚程度低。

從SHDI和SHEI來看，平畈和緩丘區域均大于陡丘和低山區域，SHDI值越大，說明斑塊類型增加或各拼塊類型在景觀中呈均衡化趨勢分布，SHEI值越小，說明景觀受到優勢拼塊類型所支配，平畈和緩丘區域各類斑塊分布較均勻，而陡丘和低山區域景觀受林地斑塊所支配，耕地、水域斑塊較少。1995—2015年，平畈區域SHDI和SHEI均先增大后減小，說明1995—2005年建設用地的擴張使得景觀分布更均衡，而2005—2015年建設用地的擴張降低了景觀的均衡度；緩丘區域SHDI和SHEI持續增大，說明建設用地的擴張增加了各類斑塊的均衡；陡丘和低山SHDI和SHEI也持續增大，說明建設用地對林地的占用，開始削弱林地的主導地位。

4 結 論

(1) 1995—2015年，大冶市建設用地擴張存在逐漸加速的趨勢，并具有明顯的空間異質性，平畈區域擴張強烈且所占比重不斷增大，緩丘區域擴張較強但所占比重有減小的趨勢，陡丘和低山區域受地形的影響，擴張較為緩慢。從擴張模式看，大冶市建設用地擴張以邊緣式為主，填充式為輔，受地形條件影響，不同區域存在差異，平畈和緩丘區域邊緣式擴張占有優勢地位，但所占比重在減小，填充式和飛地式擴張開始增多，陡丘和低山區域邊緣式、填充式和飛地式擴張數量則一直差異不大。

(2) 考慮三維地形的影響，從地形起伏度和坡向兩個角度，對生態系統服務基準單價進行修正，能夠更為客觀和準確地反映不同地形部位生態系統的服務價值。根據修正后的生態系統服務價值模型測算得到，大冶市1995—2015年建設用地擴張帶來的生態服務價值總損失為37 525.56萬元，平畈和緩丘區域因建設用地擴張占地比例大，所以總損失也大，而緩丘和低山區域占用林地比例較高，故單位建設用地擴張代價更高。從1995—2005年、2005—2015年兩個階段看，平畈區域因占用水域比例有所提高導致單位面積建設用地擴張造成的損失加大，而緩丘區域則由于占用耕地的比例開始提高，而占用林地的比例有所降低，單位面積建設用地擴張造成的損失減小。

(3) 從1995年、2005年、2015年的三維景觀格局指數變化看，大冶市建設用地擴張導致各類地貌區域的景觀破碎程度均持續增加。在平畈和緩丘區域，新增建設用地與原有建設用地的連通性在開始改善，但平畈區域的景觀均衡性從前期的增強變為后期的減弱，緩丘區域的景觀均衡性則持續增強；在陡丘和低山區域，新增建設用地團聚程度低，林地的主導地位開始削弱。