于 瀟，呂春艷，郭旭東，張智杰，4，李雙成，郝繼坤

（1.中國土地勘測規(guī)劃院，北京 100035；2.國土資源部土地利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100035；3.中國科學(xué)院遙感與數(shù)字地球研究所，北京 100094；4.內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)林學(xué)院，內(nèi)蒙古 呼和浩特 010019；5.北京

大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，北京 100871；6.河北省國土資源利用規(guī)劃院，河北 石家莊 050051）

1 引言

土地生態(tài)狀況評估是土地生態(tài)學(xué)的重要研究內(nèi)容[1]。目前土地生態(tài)狀況評估研究仍然薄弱[2-3]，相關(guān)研究主要集中在土地退化[4]、土地質(zhì)量[5]、土地生態(tài)適宜性[6]、生態(tài)系統(tǒng)健康[7]、生態(tài)安全[8]等方面。上述研究主要存在以下特點(diǎn)：（1）以單因子或一部分生態(tài)因子為指示器，從某個(gè)側(cè)面反映特定生態(tài)過程的研究；（2）綜合性的土地生態(tài)評估也較豐富，但多是以“生態(tài)系統(tǒng)健康”、“生態(tài)安全”等抽象概念展開，基于生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、格局、質(zhì)量、功能和服務(wù)等固有特征，從區(qū)域尺度全面評估土地生態(tài)狀況的成果還不多。為此，如何科學(xué)、客觀的評估區(qū)域土地生態(tài)狀況，進(jìn)而掌握更加全面、更加精細(xì)的土地生態(tài)基礎(chǔ)信息，是當(dāng)前國土空間布局優(yōu)化和生態(tài)安全格局構(gòu)建的迫切需要。

城市群是人類生活與生產(chǎn)的主要空間，也是驅(qū)動區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展和保障國家安全的重點(diǎn)區(qū)域[9]，但在全球城市化進(jìn)程中普遍存在由城市集聚、人口稠密、資源消耗和建設(shè)擴(kuò)張帶來的生態(tài)環(huán)境退化現(xiàn)象[10]。京津冀城市群地區(qū)是中國的政治文化中心與經(jīng)濟(jì)增長的第三極[11]，近年來已有大量研究圍繞京津冀地區(qū)土地生態(tài)系統(tǒng)評估展開。王靜等揭示了京津冀地區(qū)城市化進(jìn)程對植被覆蓋和生態(tài)質(zhì)量的干擾過程[12]。吳建生等采用InVEST模型中的生境質(zhì)量模塊從區(qū)域、流域和子流域三個(gè)尺度刻畫了京津冀地區(qū)生境質(zhì)量的時(shí)空分異特征[13]。Han等基于P-S-R框架，對2003—2012年京津冀地區(qū)城市生態(tài)安全進(jìn)行了評估[14]。Chu分析了1995—2010年期間京津冀地區(qū)生態(tài)承載力、生態(tài)赤字和生態(tài)安全的演變規(guī)律[15]。Wang等利用動態(tài)耦合協(xié)同度模型，刻畫了京津冀地區(qū)城市化進(jìn)程與生態(tài)環(huán)境子系統(tǒng)間的交互支配關(guān)系[16]。李超等對環(huán)京津地區(qū)生態(tài)服務(wù)價(jià)值的時(shí)空分異特征進(jìn)行了分析[17]?？傮w來看，綜合評估土地生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、質(zhì)量和服務(wù)的研究相對不足，針對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的研究也多是基于價(jià)值量的方法，較缺乏以物質(zhì)量方法評估生態(tài)系統(tǒng)的供給、調(diào)節(jié)和支持服務(wù)的研究。

在生態(tài)文明建設(shè)與京津冀協(xié)同發(fā)展的背景下，以京津冀地區(qū)為研究對象開展區(qū)域土地生態(tài)狀況綜合評估是協(xié)調(diào)經(jīng)濟(jì)增長、社會發(fā)展與生態(tài)環(huán)境保護(hù)，促進(jìn)城市群健康與可持續(xù)發(fā)展的重要基礎(chǔ)。為此，本文以2015年土地利用調(diào)查變更數(shù)據(jù)、MODIS數(shù)據(jù)產(chǎn)品和基礎(chǔ)氣象、土壤數(shù)據(jù)為數(shù)據(jù)源，從生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、生態(tài)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)3個(gè)方面構(gòu)建土地生態(tài)狀況評估框架，探索區(qū)域尺度土地生態(tài)狀況評估的空間分布特征，解析生態(tài)因子間的沖突關(guān)系，診斷影響土地生態(tài)狀況的主導(dǎo)因素，旨在為京津冀城市地區(qū)國土空間利用的科學(xué)決策提供依據(jù)，并服務(wù)于當(dāng)前和未來開展的土地資源規(guī)劃與管理。

2 研究區(qū)與研究數(shù)據(jù)

2.1 研究區(qū)概況

京津冀城市群地區(qū)的地理位置介于東經(jīng)113°27′—119°50′，北緯36°05′—42°40′之間，區(qū)域地貌復(fù)雜多樣，由西北部的燕山—太行山系構(gòu)造逐漸過渡為東南部的平原，渤海沿岸濕地、灘涂分布豐富。該區(qū)為典型的暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，北部為半干旱地區(qū)，南部為半濕潤地區(qū)。2015年，京津冀地區(qū)的國內(nèi)生產(chǎn)總值為693.59×106元，常住人口111.42×106人，城鎮(zhèn)化率為62.5%。

2.2 數(shù)據(jù)準(zhǔn)備

本文土地利用數(shù)據(jù)來自2015年第二次全國土地調(diào)查變更數(shù)據(jù)，采用二級分類系統(tǒng)，其他需要使用的數(shù)據(jù)包括2015年中國國家級地面氣象站基本氣象要素日值數(shù)據(jù)集（V3.0）、中國1∶100萬土壤圖、全球90 m DEM數(shù)據(jù)、2015年250 m和1km分辨率的MODIS NDVI數(shù)據(jù)產(chǎn)品，以及2015年1km分辨率的MODIS LST數(shù)據(jù)產(chǎn)品。其中，二調(diào)變更數(shù)據(jù)來自全國土地基礎(chǔ)數(shù)據(jù)庫，基本氣象要素日值數(shù)據(jù)集來自國家氣象信息中心——中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)（www.cma.gov.cn），土壤數(shù)據(jù)來自中國科學(xué)院南京土壤所，DEM數(shù)據(jù)來自中國科學(xué)院計(jì)算機(jī)網(wǎng)絡(luò)信息中心——地理空間數(shù)據(jù)云（www.gscloud.cn），MODIS數(shù)據(jù)產(chǎn)品來自NASA官方網(wǎng)站（modis.gsfc.nasa.gov）。

3 研究方法

3.1 土地生態(tài)狀況評估框架

以生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、質(zhì)量和提供服務(wù)的能力對生態(tài)系統(tǒng)狀況進(jìn)行評估已成為近年來國內(nèi)外學(xué)術(shù)界的科學(xué)共識[18-19]。土地生態(tài)系統(tǒng)是在一定時(shí)空范圍內(nèi)，由不同生態(tài)子系統(tǒng)的交互作用組成的綜合體，其狀況評估同樣也需要從這3個(gè)角度展開。一般來說，人類活動干擾將首先作用于土地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與質(zhì)量，而生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、質(zhì)量的演替方向決定了生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的數(shù)量、質(zhì)量變化與空間差異[7，20]，同時(shí)在土地生態(tài)系統(tǒng)的自我調(diào)節(jié)與代償能力的作用下[21]，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的改變也將對結(jié)構(gòu)和質(zhì)量因素產(chǎn)生正向或逆向反饋。

基于以上原理，本文借鑒相關(guān)研究[2-3，18-19]，依據(jù)地域特征和評價(jià)目的，以科學(xué)性、系統(tǒng)性、實(shí)用性和可得性為評估原則，通過分析反映土地生態(tài)狀況的影響因素，從生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、生態(tài)質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)3個(gè)方面遴選出關(guān)鍵因素作為參評因子，建立研究區(qū)域的土地生態(tài)狀況評估指標(biāo)體系（表1）。其中，土地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)主要體現(xiàn)在土地生態(tài)系統(tǒng)的構(gòu)成以及不同構(gòu)成要素間的相互作用[22-23]。采用干擾度指數(shù)、源生境連通性、物種遷移阻力和生境優(yōu)勢度4個(gè)指標(biāo)反映土地生態(tài)系統(tǒng)的水平空間鑲嵌結(jié)構(gòu)及其對生態(tài)過程、物質(zhì)循環(huán)和生物多樣性可能造成影響。生態(tài)質(zhì)量指一定時(shí)空范圍內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)總體或部分組分的質(zhì)量[24]。采用植被覆蓋度作為生態(tài)質(zhì)量的指示器，側(cè)面反映土壤、水和生境質(zhì)量對生態(tài)系統(tǒng)的支撐程度。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)則指人類從生態(tài)系統(tǒng)獲得的福祉[25]。采用物質(zhì)量的評估方法，以生產(chǎn)服務(wù)、產(chǎn)水服務(wù)、土壤保持服務(wù)、溫度調(diào)節(jié)服務(wù)和碳貯存5類服務(wù)表征土地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)、調(diào)節(jié)和支持服務(wù)。

3.2 指標(biāo)評估方法

（1）干擾度指數(shù)。干擾度指數(shù)（Disturbance Index，DI）是自然或人為干擾下土地利用結(jié)構(gòu)的空間表達(dá)，可用斑塊密度、邊緣密度和景觀分離度的加權(quán)表示[26]。研究借鑒相關(guān)文獻(xiàn)研究尺度，將研究區(qū)劃分為10 km×10 km 共計(jì)2369個(gè)采樣單元。對土地利用數(shù)據(jù)矢量圖層進(jìn)行分單元計(jì)算后得到研究區(qū)2015年干擾度指數(shù)的空間分布。

（2）源生境連通性。源生境連通性（Source Habitat Connectivity，SHC）反映源生境自身的連通程度及其對特定水平生態(tài)過程的重要程度，采用整體連通性指數(shù)（IIC）測度[27]。以水域濕地核心區(qū)（不包括溝渠、坑塘水面）和面積大于25 hm2的林地、草地核心區(qū)為區(qū)域尺度上的源生境。分別計(jì)算林地、草地和水域濕地源生境矢量圖層的連通性，疊置后得到研究區(qū)2015年源生境連通性的空間分布。

（3）物種遷移阻力。采用最小累積阻力模型（MCR）計(jì)算物種在源生境間的遷移阻力（Migration Resistance，MR）。研究依據(jù)相關(guān)文獻(xiàn)資料，以專家打分為基礎(chǔ)確定土地利用二級類的阻力經(jīng)驗(yàn)系數(shù)[28-29]。以阻力系數(shù)構(gòu)建生態(tài)阻力面，利用ArcGIS中的Cost Distance模塊實(shí)現(xiàn)最小累積阻力計(jì)算，得到研究區(qū)2015年物種遷移阻力的空間分布。

表1 土地生態(tài)狀況評估框架、評估方法及指標(biāo)權(quán)重Tab.1 The framework, methods and index weights of the assessment on land ecosystem status

（4）生境優(yōu)勢度。以景觀優(yōu)勢度和生境質(zhì)量指數(shù)的乘積測度生境優(yōu)勢度（Habitat Dominance，HD），并以此反映景觀類型的重要程度、面積比例與空間分布頻率，生境優(yōu)勢度越高，說明對生態(tài)系統(tǒng)較重要的生境類型在區(qū)域景觀中占據(jù)優(yōu)勢。其中，生境質(zhì)量指數(shù)分值參考環(huán)境保護(hù)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)中的生境質(zhì)量分類權(quán)重[30]。以10 km×10 km網(wǎng)格對研究區(qū)進(jìn)行劃分，對土地利用矢量圖層進(jìn)行分單元計(jì)算后得到研究區(qū)2015年生境優(yōu)勢度的空間分布。

（5）植被覆蓋度。植被覆蓋度（Vegetation Coverage，VC）是土地生態(tài)質(zhì)量的重要指示器，研究采用植被指數(shù)轉(zhuǎn)換法中的像元二分模型估算植被覆蓋度[31]。以MODIS的250 m 分辨率NDVI產(chǎn)品為數(shù)據(jù)源，通過ENVI進(jìn)行波段運(yùn)算得到研究區(qū)2015年植被覆蓋度的空間分布。

（6）生產(chǎn)服務(wù)。采用CASA模型計(jì)算植被群落在自然環(huán)境條件下的生產(chǎn)能力（NPP），以此表征區(qū)域土地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)服務(wù)[32]。利用“中國國家級地面氣象站基本氣象要素日值數(shù)據(jù)集（V3.0）”提取了278個(gè)站點(diǎn)的日平均溫、日降水量、日相對濕度等氣象要素，采用克里金法對站點(diǎn)數(shù)據(jù)進(jìn)行插值得到250 m分辨率的各氣象要素圖層，結(jié)合土地利用數(shù)據(jù)和250 m分辨率的NDVI產(chǎn)品進(jìn)行計(jì)算，最終得到研究區(qū)2015年生產(chǎn)服務(wù)的空間分布。

（7）產(chǎn)水服務(wù)。采用InVEST模型中的“產(chǎn)水量”（Water Yield，WY）表征一段時(shí)間內(nèi)區(qū)域陸地生態(tài)系統(tǒng)的水分收支平衡。采用土地利用數(shù)據(jù)、氣象插值數(shù)據(jù)、土壤數(shù)據(jù)和植被蒸散數(shù)據(jù)（采用InVEST模型中的系數(shù)值），根據(jù)產(chǎn)水量模型進(jìn)行連續(xù)計(jì)算得到研究區(qū)2015年產(chǎn)水服務(wù)的空間分布。

（8）土壤保持服務(wù)。采用修正的通用土壤流失方程（USLE）估算實(shí)際土壤侵蝕量和潛在土壤侵蝕量，二者之差為生態(tài)系統(tǒng)的土壤保持服務(wù)量（Soil Conservation，SC）[33]。采用土地利用數(shù)據(jù)、DEM數(shù)據(jù)、氣象插值數(shù)據(jù)、土壤數(shù)據(jù)，根據(jù)土壤侵蝕方程估算逐個(gè)像元的土壤保持量，得到研究區(qū)2015年土壤保持服務(wù)的空間分布。

（9）溫度調(diào)節(jié)服務(wù)。地表植被的溫度調(diào)節(jié)服務(wù)（Temperature Regulation，TR）可以用植被與開闊地的地表溫度（LST）差值表征。建立MODIS 1km LST數(shù)據(jù)與DEM數(shù)據(jù)、MODIS 1km NDVI數(shù)據(jù)間的回歸方程，借助MODIS 250 m NDVI數(shù)據(jù)對LST產(chǎn)品進(jìn)行降尺度處理后，利用窗口搜索策略計(jì)算植被與開闊地的LST差值，最終得到研究區(qū)2015年溫度調(diào)節(jié)服務(wù)的空間分布。

（10）碳貯存服務(wù)。采用 InVEST模型中的碳貯存模塊計(jì)算研究區(qū)2015年碳貯存服務(wù)（Carbon Storage，CS）及其空間分布。其中，地上和地下生物量以及死亡有機(jī)碳密度是通過相關(guān)文獻(xiàn)或經(jīng)驗(yàn)公式得到[34-36]，土壤碳密度的計(jì)算是基于中國科學(xué)院南京土壤所提供的中國1∶100萬土壤圖。運(yùn)行InVEST模型得到研究區(qū)2015年碳貯存服務(wù)的空間分布。

3.3 評估模型

3.3.1 指標(biāo)權(quán)重計(jì)算方法 本文采用主觀、客觀相結(jié)合的方法確定評估因子權(quán)重。其中，主觀權(quán)重是采用AHP法確定的，客觀權(quán)重則采用CRITIC法進(jìn)行計(jì)算。CRITIC法以評估因子間的沖突程度和因子本身的對比強(qiáng)度為基礎(chǔ)計(jì)算因子信息量，從而確定評估因子權(quán)重[37]，計(jì)算公式為：

式（1）—式（2）中，Woj為第j個(gè)評估指標(biāo)的客觀權(quán)重，σj為第j個(gè)評估指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)差，標(biāo)準(zhǔn)差越高則因子的對比強(qiáng)度越大；Cij為評估指標(biāo)i與j間的沖突程度，計(jì)算方法為1減去評估指標(biāo)i與j間的Pearson系數(shù)，即一個(gè)評估因子與其他因子之間的相關(guān)性較弱，或具有較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)，則因子的沖突程度較高；Aj為第j個(gè)評估指標(biāo)的信息量，信息量越高則因子的客觀權(quán)重越大。

第j個(gè)評估指標(biāo)的綜合權(quán)重Wj是客觀權(quán)重Woj和主觀權(quán)重Wsj的平均值，計(jì)算公式為：

3.3.2 綜合評估方法 采用綜合指數(shù)法計(jì)算土地生態(tài)狀況的評估值，計(jì)算公式為：

式（4）中，ES為評估單元的土地生態(tài)狀況值；Xj為評估指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化值。

圖1 京津冀城市群地區(qū)2015年土地生態(tài)狀況的空間分異Fig.1 The spatial variation of land ecosystem status in Beijing-Tianjin-Hebei urban agglomeration in the year of 2015

4 研究結(jié)果

4.1 土地生態(tài)狀況的空間分布特征

對土地生態(tài)狀況評估因子圖層進(jìn)行加權(quán)疊加，最終得到空間分辨率為250 m的京津冀城市群地區(qū)2015年土地生態(tài)狀況的空間分布（圖1（a）），在此基礎(chǔ)上進(jìn)行分區(qū)統(tǒng)計(jì)得到縣域土地生態(tài)狀況的空間格局 （圖1（b））。

分析圖1（a）可知，研究區(qū)的土地生態(tài)狀況形成了較為明顯的地理梯度變化。土地生態(tài)狀況最高的區(qū)域主要位于太行—燕山一帶。這是由于該區(qū)域分布有大量的林地和草地，而這2種生境具有較為重要的生態(tài)功能，對應(yīng)的植被覆蓋度、NPP、土壤保持、溫度調(diào)節(jié)和碳貯存服務(wù)均相對較優(yōu)；同時(shí)在山地、高原地形因素和退耕還林、京津風(fēng)沙治理等政策因素的共同影響下，該區(qū)域重要生境的干擾程度較低，連通性和優(yōu)勢度較高。其次是壩下低中山盆地，這一區(qū)域的草地面積比例較高，并且該區(qū)域土壤碳密度也相對較高。河北平原區(qū)的土地生態(tài)狀況普遍較低，而生態(tài)狀況最低的區(qū)域主要分布于北京、天津等中心城市及其輻射區(qū)。這些區(qū)域的土地利用類型主要是耕地和建設(shè)用地，由于人類活動相對頻繁，從而對土地生態(tài)狀況的造成了較為顯著的負(fù)面影響。分析圖1（b）可知，縣域土地生態(tài)狀況的空間分異基本以邢臺市的邢臺縣—石家莊市的贊皇縣、平山縣和靈壽縣—保定市的阜平縣、淶源縣、易縣和淶水縣—北京市的房山區(qū)、門頭溝區(qū)、昌平區(qū)、懷柔區(qū)、密云縣和平谷區(qū)—承德市的興隆縣—唐山市的遷西區(qū)——秦皇島市的青龍滿族自治縣、盧龍縣和撫寧縣為分界線。北部、西部山地高原區(qū)的土地生態(tài)狀況較優(yōu)，東部、南部平原區(qū)的土地生態(tài)狀況較差。土地生態(tài)狀況相對較高的地區(qū)依次為承德、秦皇島、北京和張家口，其中北京市土地生態(tài)狀況的空間異質(zhì)性最為顯著。北京市的西、北部為山區(qū)，東、南部為建成區(qū)，作為特大都市，近年北京市建設(shè)用地的快速擴(kuò)張使各類用地間的矛盾增強(qiáng)，但生態(tài)保護(hù)力度也隨之增大，從而令土地生態(tài)系統(tǒng)的內(nèi)部結(jié)構(gòu)異化，承擔(dān)的多種生態(tài)功能也出現(xiàn)了空間分異，相對京津冀城市群的其他區(qū)域來說，其土地生態(tài)狀況也呈現(xiàn)出較為典型的復(fù)雜性。

圖2 土地生態(tài)因子間的沖突程度Fig.2 The degree of conf l icts among ecological factors of land ecosystem

圖3 土地生態(tài)因子評估值的空間重心分布Fig.3 The spatial centers of ecological factors’ assessed values

4.2 土地生態(tài)因子的沖突關(guān)系分析

城市群尺度上，大部分土地生態(tài)因子間存在不同程度的正相關(guān)關(guān)系，即一定區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、生態(tài)質(zhì)量較好，其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)也可能較優(yōu)。而負(fù)相關(guān)關(guān)系主要存在于產(chǎn)水服務(wù)、碳貯存服務(wù)與其他因子之間，表現(xiàn)為這2個(gè)因子具有較高的沖突程度（圖2）。這些負(fù)相關(guān)關(guān)系中，僅產(chǎn)水服務(wù)與干擾度指數(shù)和碳貯存服務(wù)之間存在相對明顯的沖突關(guān)系（沖突程度≥1.1，Pearson系數(shù)通過P = 0.01的雙側(cè)檢驗(yàn)）。分析圖3可以得到，絕大多數(shù)生態(tài)因子的空間重心分布在研究區(qū)北部，而產(chǎn)水服務(wù)的空間重心位于研究區(qū)的東南部。該區(qū)域主要土地利用類型是耕地和建設(shè)用地，景觀相對破碎，干擾程度也較高，這是導(dǎo)致產(chǎn)水服務(wù)與干擾度指數(shù)沖突的主要原因，可通過土地整治實(shí)現(xiàn)這2個(gè)因子的區(qū)域協(xié)同。產(chǎn)水服務(wù)與碳貯存服務(wù)之間則更多的是一種權(quán)衡關(guān)系[38]。產(chǎn)水服務(wù)的空間差異是在地表蒸發(fā)、蒸散量和降雨量的共同作用下產(chǎn)生的。通常來說，植被類型中森林的蒸散作用最為顯著，其次是耕地和草地。碳貯存服務(wù)的空間重心位于研究區(qū)北部，該區(qū)域大量分布的森林在增加碳庫的同時(shí)也帶來了較高的地表蒸散，加之該區(qū)域的降雨量相對較少，從而在一定程度上降低了區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的產(chǎn)水服務(wù)。京津冀地區(qū)存在水資源緊缺、地下水超載的問題，研究區(qū)的生態(tài)修復(fù)、環(huán)境治理過程中應(yīng)側(cè)重產(chǎn)水服務(wù)與碳貯存服務(wù)的權(quán)衡，根據(jù)不同區(qū)域的降雨條件與水分收支確定相應(yīng)的植被恢復(fù)方式。

4.3 土地生態(tài)狀況的限制因素診斷

采用障礙因素診斷模型識別影響縣域土地生態(tài)狀況的主要限制因素，并按障礙度進(jìn)行排序得到不同區(qū)域最主要的三個(gè)限制因素，以此劃分土地生態(tài)狀況的限制類型[8]（圖4）。

2015年，影響研究區(qū)土地生態(tài)狀況的限制因素主要有碳貯存服務(wù)、源生境連通性、凈初級生產(chǎn)力和產(chǎn)水服務(wù)。其中，碳貯存服務(wù)是京津冀地區(qū)土地生態(tài)狀況最主要的限制因素，以該因子為主要限制類型的區(qū)域占總面積的比例為90.83%；限制類型為碳貯存服務(wù)—源生境連通性—產(chǎn)水服務(wù)的區(qū)域面積比例為50.19%，主要分布于京津冀地區(qū)的西部和北部；限制類型為碳貯存服務(wù)—源生境連通性—凈初級生產(chǎn)力的區(qū)域面積比例為28.97%，主要分布于環(huán)渤海地區(qū)和華北平原。在京津冀地區(qū)，導(dǎo)致碳貯存功能產(chǎn)生顯著空間分異的主要原因是由土壤特性決定的土壤碳密度，以及不同植被類型的生物量和死亡有機(jī)碳差異。通常情況下森林、草地的碳貯存功能相對較高，通過還林、還草等地表植被恢復(fù)方式一方面可以增加地上、地下生物量和死亡有機(jī)碳，另一方面可以促進(jìn)土壤碳庫的自然恢復(fù)。對于耕地分布區(qū)，可以采用土體構(gòu)型改良、施用生物炭等整治方式增加土壤碳庫。凈初級生產(chǎn)力和源生境連通性同樣也是京津冀地區(qū)土地生態(tài)狀況的主要影響因素。2015年，京津冀地區(qū)林地NPP的平均值為828.75 gC/m2·a、草地NPP的平均值為742.83 gC/m2·a、農(nóng)田NPP的平均值為639.24 gC/m2·a。由此可知，確保耕地總量動態(tài)平衡并適當(dāng)增加林地和草地的面積對維持區(qū)域土地生態(tài)系統(tǒng)的生產(chǎn)服務(wù)有重要意義。研究區(qū)的源生境主要由林地、草地和水域濕地構(gòu)成，在維持其核心區(qū)面積比例的同時(shí)仍需注重景觀格局的空間優(yōu)化。

圖4 縣域土地生態(tài)狀況的限制類型Fig.4 The limiting types of land ecosystem status in the County level

5 結(jié)論

（1）2015年，京津冀城市群地區(qū)的土地生態(tài)狀況具有明顯的地理梯度分異。土地生態(tài)狀況呈現(xiàn)西部、北部山地高原區(qū)較優(yōu)，東部、南部平原區(qū)較低的現(xiàn)象，生態(tài)狀況最低的區(qū)域主要分布于城鎮(zhèn)及其輻射區(qū)，表現(xiàn)為城市化對土地生態(tài)系統(tǒng)的脅迫。

（2）產(chǎn)水服務(wù)與干擾度指數(shù)、碳貯存服務(wù)存在較為明顯的沖突關(guān)系。產(chǎn)水服務(wù)與干擾度指數(shù)間的沖突可以通過土地破碎化治理實(shí)現(xiàn)區(qū)域協(xié)同，而產(chǎn)水服務(wù)和碳貯存服務(wù)之間存在權(quán)衡關(guān)系，應(yīng)在分析區(qū)域水分收支平衡的基礎(chǔ)上確定相應(yīng)的生態(tài)修復(fù)方式。

（3）碳貯存服務(wù)、凈初級生產(chǎn)力和源生境連通性是研究區(qū)土地生態(tài)狀況的主要限制因素。土地生態(tài)狀況的主要限制類型為碳貯存—源生境連通性—產(chǎn)水服務(wù)和碳貯存—源生境連通性—凈初級生產(chǎn)力，分別占研究總面積的50.19%和28.97%。

（4）在當(dāng)前或未來的土地利用管理中應(yīng)綜合權(quán)衡城市擴(kuò)張、糧食安全和生態(tài)維護(hù)，針對不同區(qū)域的土地生態(tài)狀況差異、生態(tài)因子間的沖突關(guān)系及主要的限制類型，采取生態(tài)紅線劃定、生態(tài)功能分區(qū)、土地整治等手段構(gòu)建區(qū)域土地生態(tài)安全格局。

［1］ 謝俊奇，郭旭東，李雙成，等. 土地生態(tài)學(xué)［M］ . 北京：科學(xué)出版社，2014：210 - 211.

［2］ 戴靚，姚新春，周生路，等. 長三角經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)區(qū)金壇市土地生態(tài)狀況評價(jià)［J］ . 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2013，29（8）：249 -257.

［3］ 劉明遠(yuǎn)，張合兵，孫江鋒，等. 典型區(qū)域土地生態(tài)狀況精細(xì)評估［J］ . 中國農(nóng)學(xué)通報(bào)，2014，30（33）：206 - 211.

［4］ Turnbull L, Wainwright J, Brazier RE. A conceptual framework for understanding semi-arid land degradation:Ecological interactions across multiple-space and time scales［J］ . Ecohydrology，2010，1（1）：23 - 34.

［5］ 郭旭東，邱揚(yáng)，連綱，等. 基于PSR框架的土地質(zhì)量指標(biāo)體系研究進(jìn)展與展望［J］ . 地理科學(xué)進(jìn)展，2003，22（5）：479 - 489.

［6］ 石龍宇，黃云鳳，崔勝輝，等. 半城市化地區(qū)土地適宜性評價(jià)方法及應(yīng)用——以廈門市集美區(qū)為例［J］ . 中國土地科學(xué)，2010，24（5）：53 - 57.

［7］ Ford AES, Graham H, Whit PCL. Integrating Human and Ecosystem Health Through Ecosystem Services Frameworks［J］ . Ecohealth，2015，12（4）：660 - 671.

［8］ 李春燕，南靈. 陜西省土地生態(tài)安全動態(tài)評價(jià)及障礙因子診斷［J］ . 中國土地科學(xué)，2015，29（4）：72 - 81.

［9］ 陳利頂，周偉奇，韓立建，等. 京津冀城市群地區(qū)生態(tài)安全格局構(gòu)建與保障對策［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，36（22）：7125 - 7129.

［10］ Li YF, Sun X, Zhu XD, et al. An early warning method of landscape ecological security in rapid urbanizing coastal areas and its application in Xiamen, China［J］ . Ecological Modelling，2010，221（19）：2251 - 2260.

［11］ 楊坤矗，畢潤成，孫然好，等. 京津冀地區(qū)城市化發(fā)展時(shí)空差異特征［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，37（12）：3998 - 4007.

［12］ 王靜，周偉奇，許開鵬，等. 京津冀地區(qū)城市化對植被覆蓋度及景觀格局的影響［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，37（21）：1 -11.

［13］ 吳健生，曹祺文，石淑芹，等. 基于土地利用變化的京津冀生境質(zhì)量時(shí)空演變［J］ . 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，26（11）：3457 - 3466.

［14］ Han B, Liu H, Wang R. Urban ecological security assessment for cities in the Beijing-Tianjin-Hebei metropolitan region based on fuzzy and entropy methods［J］ . Ecological Modelling，2015，318（1）：217 - 225.

［15］ Chu X, Deng X, Jin G, et al. Ecological security assessment based on ecological footprint approach in Beijing-Tianjin-Hebei region, China［J］ . Physics and Chemistry of the Earth,Parts A/B/C，2017，101：43 - 51.

［16］ Wang SJ, Ma H, Zhao YB. Exploring the relationship between urbanization and the eco-environment—A case study of Beijing-Tianjin-Hebei region［J］ . Ecological Indicators，2014，45（5）：171 - 183.

［17］ 李超，杜哲，陳亞恒，等. 環(huán)京津地區(qū)土地生態(tài)服務(wù)價(jià)值時(shí)空分異特征［J］ . 土壤通報(bào)，2015，46（1）：42 - 47.

［18］ EEA. Mapping and assessing the condition of Europe’s ecosystems: progress and challenges［R］ . Luxembourg:Publications Office of the European Union，2016：10 - 11 .

［19］ 蔣沖，王德旺，羅上華，等. 三江源區(qū)生態(tài)系統(tǒng)狀況變化及其成因［J］ . 環(huán)境科學(xué)研究，2017，30（1）：10 - 19.

［20］ 牟雪潔，趙昕奕，饒勝，等. 青藏高原生態(tài)屏障區(qū)近10年生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)變化研究［J］ . 北京大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 2016， 52（2）： 279 - 286.

［21］ 吳次芳，陳美球. 土地生態(tài)系統(tǒng)的復(fù)雜性研究［J］ . 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13（6）： 753 - 756.

［22］ 韓瑞，陳求穩(wěn)，王麗基，等. 基于生態(tài)通道模型的長江口水域生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與能量流動分析［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2016， 36（15）： 4907 - 4918.

［23］ Wang Z, Deng X, Bai Y. Land use structure and emission intensity at regional scale: A case study at the middle reach of the Heihe River basin［J］ . Applied Energy，2016，183：1581 - 1593.

［24］ 梁變變，石培基，王偉，等. 基于RS和GIS的干旱區(qū)內(nèi)陸河流域生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量綜合評價(jià)——以石羊河流域?yàn)槔跩］ . 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2017，28（1）： 199 - 209.

［25］ MA. Ecosystems and Human Well-being: A Framework for Assessment［M］ . Washing DC: Island Press，2003：49.

［26］ 于瀟，吳克寧，鄖文聚，等. 三江平原現(xiàn)代農(nóng)業(yè)區(qū)景觀生態(tài)安全時(shí)空分異分析［J］ . 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2016，32（8）：253 - 259.

［27］ Saura S, Pascual-Hortal L. A new habitat availability index to integrate connectivity in landscape conservation planning:Comparison with existing indices and application to a case study［J］ . Landscape & Urban Planning, 2007，83（2-3）：91 - 103.

［28］ Li F, Ye Y, Song B, et al. Evaluation of urban suitable ecological land based on the minimum cumulative resistance model: A case study from Changzhou, China［J］ . Ecological Modelling，2014，318（1）：194 - 203.

［29］ 楊姍姍，鄒長新，沈渭壽，等. 基于生態(tài)紅線劃分的生態(tài)安全格局構(gòu)建——以江西省為例［J］ . 生態(tài)學(xué)雜志，2016，35（1）：250 - 258.

［30］ HJ192-2015. 生態(tài)環(huán)境狀況評價(jià)技術(shù)規(guī)范［EB/OL］ . http://kjs.mep.gov.cn/.

［31］ 李苗苗，吳炳方，顏長珍，等. 密云水庫上游植被覆蓋度的遙感估算［J］ . 資源科學(xué)，2006，26（4）：153 - 159.

［32］ 楊曉楠，李晶，秦克玉，等. 關(guān)中——天水經(jīng)濟(jì)區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的權(quán)衡關(guān)系［J］ . 地理學(xué)報(bào)，2015，70（11）：1762 -1773.

［33］ 李士美，謝高地，張彩霞，等. 森林生態(tài)系統(tǒng)土壤保持價(jià)值的年內(nèi)動態(tài)［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，30（13）：3482 -3490.

［34］ 樸世龍，方精云，賀金生，等. 中國草地植被生物量及其空間分布格局［J］ . 植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，28（4）：491 -498.

［35］ 方精云，郭兆迪，樸世龍，等. 1981—2000年中國陸地植被碳匯的估算［J］ . 中國科學(xué)，2007，37（6）：804 - 812.

［36］ 楊芝歌，周彬，余新曉，等. 北京山區(qū)生物多樣性分析與碳儲量評估［J］ . 水土保持通報(bào)，2012，32（3）：42 - 46.

［37］ Diakoulaki D, Mavrotas G, Papayannakis L. Determining objective weights in multiple criteria problems: The critic method［J］ . Computers & Operations Research，1995，22（7）：763 - 770.

［38］ 孫澤祥，劉志峰，何春陽，等. 中國快速城市化干燥地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)權(quán)衡關(guān)系多尺度分析——以呼包鄂榆地區(qū)為例［J］ . 生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，36（15）：4881 - 4891.