顾及三维的大冶市建设用地扩张及其生态效应

陈 勇, 阮景华, 王巧稚, 肖 晓, 曾向阳

(1.武汉科技大学 资源与环境工程学院, 武汉 430081; 2.冶金矿产资源高效利用与造块湖北省重点实验室, 武汉 430081)

工业化和城市化带来的生态环境问题一直是国际社会关注的焦点。针对城市化过程中建设用地扩张及其生态环境效应的研究已较为广泛，主要集中在建设用地扩张特征、扩张模式、驱动机制和模拟模型研究[1]，以及扩张引发的大气、水、土壤等环境要素效应和景观生态格局、物质能量循环、生态服务价值变化等综合生态效应研究[2]。由于研究数据多采用遥感影像投射到二维笛卡尔空间上形成的平面数据进行，使得区域复杂自然地貌分异和三维空间特征较少在研究中得以体现，从而影响分析结果的客观性和实用性。

矿业城市是指因矿产资源的开发而兴起或发展，且在一段时期内矿业在城市产业结构中占据主导产业地位的城市。矿产资源开发推动了区域城市化进程，据统计，我国矿业城镇数量超过400个，县级以上矿业城市就有99个，矿业城市已成为我国城镇体系的重要组成部分。

大冶市是我国中南地区典型的矿业城市，位于114°31′—115°20′E，29°40′—30°15′N，地处鄂东南丘陵北缘和湖北省冶金走廊腹地，全市土地总面积1 566.3 km2，属典型的大陆性季风气候。大冶矿产资源丰富，已发现和探明的大小矿床273处，是我国重要的铜、铁矿生产基地。本文基于大冶市1995年、2005年、2015年三期遥感影像解译结果，叠加数字高程模型，分析不同地貌类型上建设用地扩张的空间差异，并利用三维地形信息对传统的生态系统服务基准单价和景观格局指数进行修正，用修正值测算建设用地扩张带来的生态服务价值效应和景观格局效应，为大冶市土地资源有效管理和生态安全维护提供参考依据。

1 数据来源与处理

数据来源于中科院地理空间数据云提供的30 m空间分辨率DEM数据和1995年10月、2005年11月、2015年10月三期Landsat影像，以2010年土地利用现状图和研究区相关数据作为补充信息。利用ENVI软件对影像进行辐射校正、大气校正、配准、裁剪等预处理，利用武鹏飞等[3]提出的三指数合成法进行波段合成来加强建设用地光谱特征，采用监督分类法对研究区的土地利用类型按照耕地、林地、草地、建设用地、水域和未利用地6种地类进行分类，借助其他相关数据信息对分类后的结果进行修正，得到研究区3个阶段的土地利用类型空间分布数据。通过生成随机点与Google Earth影像对比验证，最终3个时期的总体分类精度均在80%以上，Kappa系数也均在0.77 以上。

2 建设用地扩张分析

2.1 自然地貌分类

合理的地貌分类体系是科学划分地貌的基础，中国科学院地理所1978年主持编制的《中国1∶1 000 000地貌图制图规范(试行)》[4]，采用海拔和地形起伏度将我国地貌划分为18个基本形态类型，对大区域尺度地貌分类具有指导意义。众多研究表明，在中小尺度区域应用时，应结合当地的实际情况确定地貌划分体系，如《湖北农业地理》[5]依据海拔、地表形态和组成物质将江汉平原划分为平原湖区、平缓岗地和起伏丘陵3种地貌类型。鉴于大冶市海拔差异不大(最高海拔839.19 m，最低海拔11 m)，海拔对区域土地利用的限制较小，这里采用地形起伏度和坡度来划分地貌类型(图1)。

图1 大冶市地貌类型分布

地形起伏度指地表一定范围内最高点与最低点的高程差，值的大小与领域选择密切相关，根据郎玲玲等[6]的研究，起伏度随着统计单元面积的增大快速增加，到达一定阈值后增速开始减缓，由陡变缓的拐点对应的值即为最佳统计单元，本文采用均值变点法计算这一阈值，最终确定12×12邻域为大冶市地势起伏度最佳统计单元，在ArcGIS软件支持下得到大冶市地形起伏度；常用的坡度算法有4块法、空间矢量分析法、拟合平面法、拟合曲面法和直接求解法等5种，实践表明，拟合曲面法是求解坡度的最佳方法[7]，本文利用拟合曲面法计算坡度。

针对大冶市自然地貌分异规律和当地习俗称谓，综合熟悉当地情况专家的意见，将大冶市自然地貌划分为平畈、缓丘、陡丘和低山4种类型。其中：平畈指地形起伏度小于50 m的区域；缓丘指地形起伏度介于50～500 m，且坡度小于20度的区域；陡丘指地形起伏度介于50～500 m，且坡度大于20度的区域；低山指地形起伏度大于500 m的区域。经GIS分析和统计，平畈、缓丘、陡丘和低山4类地貌的面积分别为880.32 km2，475.85 km2，175.5 km2，34.63 km2。

2.2 建设用地时空变化分析

2.2.1 数量变化 本文引入建设用地比重、年均扩张面积指数SI和年均增长率指数SR等3个指标定量表达建设用地数量变化特征。其中，SI用来表征建设用地面积变化的数量，SR用来表征建设用地面积变化的速度，计算公式分别如下：

(1)

(2)

式中：Ss，Se分别表示研究单元某一时期初始时间和结束时间的建设用地表面积；d为时间间隔。

图2 建设用地空间扩张分布

经统计(表1)，大冶市1995年、2005年和2015年的建设用地面积分别为129.15 km2，159.33 km2，236.46 km2，建设用地比重从1995年的8.25%上升到2015年的15.11%，增长了1.8倍。其中，1995—2005年、2005—2015年两个阶段的SI分别为3.02 km2/a和7.91 km2/a，SR分别为2.12%和4.11%。均是后一阶段大于前一阶段，说明大冶市建设用地呈现出加速扩张的态势(图2)。

按地貌类型统计，1995—2005年大冶市平畈区域建设用地增加了23.16 km2，SI为2.32 km2/a，SR为2.18%；缓丘区域建设用地增加了6.91 km2，SI为0.69 km2/a，SR为2.02%；陡丘区域建设用地增加了0.10 km2，SI为0.01 km2/a，SR为0.56%；低山区域建设用地增加了0.01 km2，SI为0.001 km2/a，SR为0.25%。2005—2015年平畈区域建设用地增加了63.13 km2，SI，SR分别为6.31 km2/a，4.34%；缓丘区域建设用地增加了15.51 km2，SI，SR分别为1.55 km2/a，3.47%；陡丘区域建设用地增加了0.48 km2，SI，SR分别为0.05 km2/a，2.37%；低山区域建设用地增加了0.01 km2，SI，SR分别为0.001 km2/a，1.94%。平畈区域建设用地扩张表现最为强烈，其扩张面积占总扩张面积的比重达78.9%，且有不断增大的趋势；缓丘区域扩张面积占总扩张面积的比重达20.5%，但有逐步减小的趋势；陡丘和低山区域受地形的影响，扩张较为缓慢(图3)。

表1 不同地貌类型上建设用地面积 km2

图3 不同地貌类型上建设用地扩张情况

2.2.2 空间特征 本文采用武鹏飞[8]提出的景观扩张指数LEI来定量识别建设用地的空间扩张模式，LEI的计算公式如下：

(3)

式中：Ao为新增建设用地斑块生成的30 m缓冲区内原有建设用地斑块面积；Av是缓冲区内除去原有建成区斑块剩余的面积；如果LEI≥50，那么该新增斑块为填充式扩张，即新增建设用地斑块填充在原有建设用地斑块内部；如果0

1995—2015年，大冶市建设用地扩张主要以边缘式为主，填充式为辅，边缘式、填充式和飞地式扩张的比重分别为64.7%，25.0%和10.3%。其中，平畈区域边缘式扩张表现最为明显，其边缘式、填充式和飞地式扩张的比重分别占66.3%，23.7%和10.0%；缓丘区域次之，但也是以边缘式扩张为主，其边缘式、填充式和飞地式扩张的比重分别占57.8%，30.4%和11.8%；陡丘和低山区域则3种扩张方式的数量差异不大(图4)。

图4 建设用地扩张模式空间分布

从1995—2005年和2005—2015年两个阶段看，大冶市平畈区域边缘式、填充式和飞地式扩张从1995—2005年的70∶23∶7变为2005—2015年的65∶24∶11，缓丘区域则从62∶20∶18变为56∶35∶9，边缘式扩张虽然仍是大冶市建设用地扩张的最主要方式，但所占比重在逐渐减小，填充式和飞地式扩张开始增多(图5)。

图5 不同地貌类型上建设用地扩张模式比例

2.2.3 简要评述 建设用地扩张受地形影响，平畈和缓丘交通便利，有利于建设用地发展，其中大冶市东北部还地桥镇、罗家桥街道、东岳路街道以及汪仁镇建设用地扩张显著，这是由于1992年成立了湖北黄石经济开发区，2010年正式升级为国家级经济技术开发区，技术和信息在此处集中，科技创新平台在此处建立，高新技术、高新人才在此处聚集，经济发展势头迅猛，并且向周边区域扩散，建成了劲牌工业园、罗桥工业园和城西北工业园为主的三大园区，因此，20 a间，大冶市东北部建设用地增长剧烈。

在城市增长相位理论中，认为城市的发展主要包括两种相位：扩散和聚合。如果以城市增长相位理论对应3种扩张模式，飞地式增长可视作扩散，而填充式和边缘式增长则可视作聚合的过程。1995—2015年，大冶市平畈和缓丘区域建设用地整体处于聚合的过程，但同时为了进一步发展经济寻找新用地增加了飞地式扩张的面积和分布，虽然飞地式增长可能带来新的发展机会，但是盲目应用会造成城镇的无序蔓延，导致资源浪费，产生一系列生态环境问题；陡丘和低山受地形影响，建设用地无法形成紧凑的增长形态。

3 建设用地扩张生态效应

生态效应指人为活动造成的环境污染和环境破坏引起生态系统结构和功能的变化。本文从生态系统服务和景观格局两个角度来探讨建设用地扩张所产生的生态效应。

3.1 生态系统服务效应

生态系统服务价值估算大都借鉴Costanza提出的生态系统服务价值计算公式[9]：

(4)

式中：ESV为研究区生态系统服务总价值；VCij为j类生态系统i类生态系统服务基准单价；Aj为j类生态系统面积。

谢高地等[10]结合中国国情对Costanza式中生态系统服务基准单价VCij进行了修正，提出了中国陆地生态系统单位面积服务价值当量表。实践中，国内研究者多根据研究区域的具体情况，利用植被净初级生产力(NPP)、降水、GDP指数、居民消费价格指数、平均粮食单产市场价值等对当量因子表进行国家到研究区的修正[11]。三维地形是最基本的自然地理要素，影响着地表物质、能量的分配和土壤、植被的形成和发育过程，相同面积的地块，其生态服务价值量会因地形部位不同而产生差异。同时，传统利用遥感数据来分析土地利用/覆被变化时往往忽略了实际面积与投影面积的差别，在地形起伏较大的区域，地表面积与投影面积间的差异不可忽略。基于此，本文采用地表表面积代替投影面积，引入地形修正因子对生态系统服务基准单价进行修正，建立估算模型如下：

(5)

式中：αj为j类生态系统地形修正因子；Sj为j类生态系统地表面积。

3.1.1 地表面积计算 常规方法所用的面积一般是垂直投影后的面积，而实际上地形是一个曲面，与投影面有很大差别。将投影面与曲面划分为无数个栅格，每个栅格内曲面可以看成一倾斜面，单位栅格倾斜面积与投影面积的关系式可表示为

Si=S0/cosθi=S0×secθi

(6)

式中：Si为单位栅格倾斜面积；S0为单位栅格投影面积；θi为倾斜面与投影面的夹角，即坡度。

假定研究区域内共有n个栅格数据，根据投影面积与栅格面积的关系，单位栅格倾斜面面积与栅格面积的关系，以及曲面表面积与单位栅格倾斜面面积的关系可以表示为：

Sp=n×S0

(7)

(8)

式中：Sp表示研究区投影面积；Sa表示地表表面积。曲面面积等于其投影面积与所有栅格倾斜面坡度正割值平均值的乘积。当地形起伏变化剧烈、坡度仰角增大时，坡度正割值也增大，曲面表面积与投影面积的差异就越显著。

3.1.2 单位面积生态系统价值当量修正 地形起伏对于生态系统有着重要影响。一方面，地形起伏影响植被类型与分布；另一方面，影响地面径流变化，从而影响土壤侵蚀量，起伏越大，阻力系数增大，径流沿程损失增大，从而削弱径流侵蚀力。植被、水流、土壤等因子的综合作用，改变了区域内各组成部分的生态关系从而造成不同地形起伏度上相同面积的同类生态系统的服务价值量不同。

坡向对于山地生态有着较大的作用。一方面，山地的方位影响着日照时数和太阳辐射强度，阳坡和阴坡在温度、植被等方面的差异常常是很大的；另一方面，坡向对降水的影响也很明显，由于一山之隔，降水量可相差几倍。由于光照、温度、雨量、风速、土壤质地等因子的综合作用，坡向能够对植物产生影响，从而引起植物和环境的生态关系发生变化。

基于上述分析，本文从地形起伏度、坡向两个方面构建地形修正因子对耕地、林地、草地生态系统服务基准单价进行修正。水域和建设用地生态系统服务受地形影响较小，其地形修正因子均取值1。未利用地生态系统服务价值总体不高，这里忽略地形因素的影响，其地形修正因子也取值1。

地形因子修正模型计算公式如下：

α=P1xai+P2ybi

(9)

式中：xai表示第i级地形起伏度修正因子；ybi表示第i级坡向修正因子；P1，P2分别表示各修正因素的权重，P1=P2=0.5。

地形起伏度、坡向主要影响植物的长势和丰富度，因此本文基于研究区植被覆盖指数来确定每一级地形起伏度、坡度的修正因子。将地形起伏度小于50 m，坡向为平地的区域修正因子分别定为1，其他级别的地形起伏度、坡向的修正因子的值则为对应级别的区域平均植被覆盖度与地形起伏小于50 m或坡向为平地的区域平均植被覆盖度的比值，计算公式如下：

(10)

将地形起伏度、坡向分别与植被覆盖度图层叠加，计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 生态系统服务价值损失估算 参考程建等[12]对长江流域不同陆地生态系统单位面积生态服务价值当量的研究，结合上述三维地形修正后的生态系统服务价值估算模型，得到研究区1995年、2005年和2015年的各类地貌上生态系统服务价值损失量。

1995—2015年，大冶市建设用地扩张带来的生态服务价值总损失为37 525.56万元，其中，平畈区域损失27 038.25万元，缓丘区域损失10 381.63万元，陡丘和低山区域因为占地面积较小，损失也很小。考察单位面积建设用地扩张造成的损失，平畈区域为311万元/km2，缓丘区域为456万元/km2，陡丘区域为341万元/km2，低山区域为476万元/km2，缓丘和低山区域建设用地扩张的代价更高，这与平畈区域建设用地主要占用耕地和林地，缓丘区域主要占用林地和耕地，陡丘区域主要占用草地和林地，低山区域主要占用了林地有关(图6)。

图6 不同地貌类型上新增建设用地占地生态系统服务价值损失

从1995—2005年、2005—2015年两个阶段看，受建设用地扩张加速的影响，生态服务价值损失在整体和各类地貌区域上均表现出相应扩大的趋势。平畈区域由于占用水域的比例有所提高，单位面积建设用地扩张造成的损失加大；缓丘区域则由于占用耕地的比例开始提高，而占用林地的比例有所降低，单位面积建设用地扩张造成的损失减小。

3.2 景观格局效应

建设用地扩张势必会导致景观单元的类型、数量以及空间分布上的变化，即景观格局的变化，通常利用景观指数来定量表征这些变化，但传统的二维景观格局指数以二维遥感影像作为数据源，忽略了地形对景观格局的影响，造成了三维结构生态学意义的缺失。

基于此，本文从景观水平选择了5个指数：平均斑块面积(MPA)、平均最小邻近距离(MENN)、蔓延度指数(CONTAG)、香农多样性指标(SHDI)、香农均一度指数(SHEI)，采用上节介绍的方法计算各景观斑块的表面积，斑块表面周长的计算原理与面积类似，首先提取各斑块的边界线，然后将矢量的斑块边界线与DEM 数据结合计算出斑块各边界的表面长度，最后加和求得各斑块的表面周长。根据各斑块的表面面积，表面周长及相关计算公式，可以算出各3 D景观指数，计算结果见表4。

从MPA和CONTAG来看，平畈和缓丘区域总体小于陡丘和低山区域，说明平畈和缓丘区域景观破碎程度较高。1995—2015年，各类地貌区域MPA和CONTAG值均持续减小，说明建设用地扩张导致大斑块数量减少，小斑块数量增多，景观的破碎程度增加。

表4 不同地貌类型上三维景观格局指数变化情况

从MENN来看，平畈和缓丘区域明显小于陡丘和低山区域，说明平畈和缓丘区域同类型斑块间距近，呈团聚分布，而陡丘和低山区域由于林地斑块面积大，分布广，导致其他类型斑块间距离较远。1995—2015年，平畈和缓丘区域MENN值先增大后减小，说明1995—2005年建设用地对其他类型斑块的占用导致同类型斑块距离的增大，而2005—2015年新增的建设用地与原有建设用地有很好的连接性，增加了团聚程度；陡丘和低山区域MENN值在1995—2005年几乎没有变化，说明新增建设用地对原有格局影响不大，而2005—2015年MENN值开始变大，说明新增的建设用地团聚程度低。

从SHDI和SHEI来看，平畈和缓丘区域均大于陡丘和低山区域，SHDI值越大，说明斑块类型增加或各拼块类型在景观中呈均衡化趋势分布，SHEI值越小，说明景观受到优势拼块类型所支配，平畈和缓丘区域各类斑块分布较均匀，而陡丘和低山区域景观受林地斑块所支配，耕地、水域斑块较少。1995—2015年，平畈区域SHDI和SHEI均先增大后减小，说明1995—2005年建设用地的扩张使得景观分布更均衡，而2005—2015年建设用地的扩张降低了景观的均衡度；缓丘区域SHDI和SHEI持续增大，说明建设用地的扩张增加了各类斑块的均衡；陡丘和低山SHDI和SHEI也持续增大，说明建设用地对林地的占用，开始削弱林地的主导地位。

4 结 论

(1) 1995—2015年，大冶市建设用地扩张存在逐渐加速的趋势，并具有明显的空间异质性，平畈区域扩张强烈且所占比重不断增大，缓丘区域扩张较强但所占比重有减小的趋势，陡丘和低山区域受地形的影响，扩张较为缓慢。从扩张模式看，大冶市建设用地扩张以边缘式为主，填充式为辅，受地形条件影响，不同区域存在差异，平畈和缓丘区域边缘式扩张占有优势地位，但所占比重在减小，填充式和飞地式扩张开始增多，陡丘和低山区域边缘式、填充式和飞地式扩张数量则一直差异不大。

(2) 考虑三维地形的影响，从地形起伏度和坡向两个角度，对生态系统服务基准单价进行修正，能够更为客观和准确地反映不同地形部位生态系统的服务价值。根据修正后的生态系统服务价值模型测算得到，大冶市1995—2015年建设用地扩张带来的生态服务价值总损失为37 525.56万元，平畈和缓丘区域因建设用地扩张占地比例大，所以总损失也大，而缓丘和低山区域占用林地比例较高，故单位建设用地扩张代价更高。从1995—2005年、2005—2015年两个阶段看，平畈区域因占用水域比例有所提高导致单位面积建设用地扩张造成的损失加大，而缓丘区域则由于占用耕地的比例开始提高，而占用林地的比例有所降低，单位面积建设用地扩张造成的损失减小。

(3) 从1995年、2005年、2015年的三维景观格局指数变化看，大冶市建设用地扩张导致各类地貌区域的景观破碎程度均持续增加。在平畈和缓丘区域，新增建设用地与原有建设用地的连通性在开始改善，但平畈区域的景观均衡性从前期的增强变为后期的减弱，缓丘区域的景观均衡性则持续增强；在陡丘和低山区域，新增建设用地团聚程度低，林地的主导地位开始削弱。