歐朝蓉，朱清科，孫永玉

1989年在建立全球生態(tài)安全監(jiān)測系統(tǒng)時，國際應(yīng)用系統(tǒng)分析研究所(IASA)首次提出了生態(tài)安全的概念，從環(huán)境、生態(tài)保護(hù)、外交和軍事等角度，為人類提供完善生存安全的廣義研究，以及從生態(tài)系統(tǒng)完整性和健康水平方面，考慮區(qū)域資源環(huán)境狀態(tài)可持續(xù)性的狹義理解［1-2］。基于景觀生態(tài)學(xué)的生態(tài)安全評價在景觀尺度研究區(qū)域生態(tài)安全狀態(tài)，并通過景觀生態(tài)安全的時間演化，揭示區(qū)域生態(tài)安全變化過程和趨勢。郭濼等［3］從景觀尺度，定量評價泰山景觀整體健康水平;高楊等［4］選取聚集度、景觀破碎度和香農(nóng)多樣性指數(shù)等景觀格局指數(shù)，構(gòu)建了景觀生態(tài)安全模型，以投影尋蹤方法，對珠江三角洲的景觀生態(tài)安全狀況進(jìn)行評價;裴歡等［5］選取景觀格局指數(shù)，構(gòu)建耕地景觀生態(tài)安全模型，研究秦皇島耕地景觀生態(tài)安全狀況;于瀟等［6］以景觀格局安全指數(shù)和生態(tài)質(zhì)量指數(shù)為參數(shù)，構(gòu)建景觀生態(tài)安全模型，分析友誼農(nóng)場景觀生態(tài)安全時空特征。大量的理論和實踐研究，使景觀生態(tài)安全評價在模型構(gòu)建、研究方法和研究內(nèi)容等方面，取得了豐富的研究成果，評價模型的參數(shù)從單純的景觀格局指數(shù)，擴(kuò)展到景觀格局指數(shù)結(jié)合其他生態(tài)學(xué)指數(shù)，研究方法從傳統(tǒng)的GIS空間建模為主，轉(zhuǎn)向多種空間分析方法結(jié)合研究為主，研究內(nèi)容從側(cè)重于景觀生態(tài)安全度指數(shù)值計算，到重點關(guān)注景觀生態(tài)安全的時空演化規(guī)律、影響因素及其作用機(jī)制，這些研究成果有利于深入揭示區(qū)域景觀生態(tài)安全狀態(tài)及景觀格局與生態(tài)環(huán)境之間的相互作用，明確景觀生態(tài)安全的主要影響因素［7］。

干熱河谷是中國西南地區(qū)一種局地特殊的地理景觀和氣候類型［8］。氣候炎熱、干燥，特殊的自然生態(tài)環(huán)境使干熱河谷成為西南地區(qū)典型的生態(tài)環(huán)境脆弱區(qū)。隨著經(jīng)濟(jì)、社會的發(fā)展及土地利用方式的變化，日趨強(qiáng)烈的人為干擾，使干熱河谷生態(tài)安全面臨嚴(yán)重的威脅。雖有學(xué)者從生態(tài)退化［9］、土地利用［10］、土壤侵蝕［11］、植被［12-13］和景觀格局［14］等方面，揭示了干熱河谷的生態(tài)安全問題，但多限于定性分析單一類型的生態(tài)安全風(fēng)險，難以系統(tǒng)的定量評價干熱河谷綜合生態(tài)安全狀態(tài)，無法明確生態(tài)安全主要影響因素及作用機(jī)制?；诖耍P者以具有干熱河谷典型自然環(huán)境特征的元謀縣為研究區(qū)，以2008年Landsat7-ETM和2016年Landsat 8-OLI遙感數(shù)據(jù)為基本數(shù)據(jù)源，構(gòu)建景觀生態(tài)安全度模型，結(jié)合空間自相關(guān)和地統(tǒng)計學(xué)方法，從景觀尺度系統(tǒng)地研究干熱河谷生態(tài)安全狀態(tài)及時空變化，以期為區(qū)域生態(tài)風(fēng)險防范和地區(qū)可持續(xù)發(fā)展提供參考依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

元謀 縣 (E 101°35' ～ 102°06'，N 25°23'～26°06')隸屬于云南省楚雄州，地處滇中高原北部金沙江下游龍川江河谷盆地內(nèi)，全縣面積2 021.69 km2。地勢四周高、中間低，山地面積占全縣面積的85.58%，河谷盆地、平壩和臺地等面積占15.42%。氣候炎熱干燥，年均溫21.9℃。降水少，降水蒸發(fā)比失衡，年均降雨量僅為616 mm，蒸發(fā)量卻高達(dá)3 627 mm。干濕季分明，全年90%降雨量集中在6—10月。植被類型屬河谷型薩瓦納植被(Savanna of valley type)，是中國珍稀瀕危的植被類型之一。自然植被類型主要為南亞熱帶中山峽谷稀樹灌叢和灌草叢，以扭黃茅(Heteropogon contortus)和孔穎草(Botlhriochloa pertusa)等旱生禾草本植物為優(yōu)勢種，在此背景下，散生著具硬葉、卷葉、厚葉、多刺和多毛等耐旱特征的小灌木樹種［15］。由于河谷深切，地勢相對高差大，從河谷到山頂大致可分為河谷壩區(qū)(899～1 100 m)、壩周低山區(qū)(1 100～1 350 m)、中低山區(qū)(1 350～1 600 m)和中高山區(qū)(1 600～2 835 m)4個垂直自然帶［16］。土壤以燥紅土、紅壤和黃棕壤等為主，土地肥力和保水性能差［17］。研究區(qū)自然生態(tài)環(huán)境脆弱，人口多，社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平不高(2016年人均GDP僅為全國平均水平的70%)，經(jīng)濟(jì)發(fā)展和脆弱生態(tài)環(huán)境之間矛盾突出，區(qū)域生態(tài)安全受到嚴(yán)重威脅。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)處理

研究使用的遙感影像數(shù)據(jù)為Landsat遙感數(shù)據(jù)，分別為2008年Landsat7-ETM和2016年的Landsat8-OLI衛(wèi)星圖像，分辨率為30 m，數(shù)據(jù)由中國科學(xué)院地理空間數(shù)據(jù)云平臺提供。對2個時段的遙感影像進(jìn)行幾何校正、波段合成和裁剪，在ENVI平臺中，獲取植被覆蓋度數(shù)據(jù)。以非監(jiān)督分類法，對遙感影像實施土地利用類型初次分類，對難以識別的圖斑劃定其范圍，建立AOI區(qū)，運用監(jiān)督分類法，分別對待區(qū)分的地物類別建立種子模板，實施分離性分析，修改種子模板，再進(jìn)行計算機(jī)分類。結(jié)合目視解譯，對極少數(shù)難以辨別的影斑，進(jìn)行屬性類型的修改和編輯，完成拓?fù)錂z査，最后獲得2期研究區(qū)土地利用類型解譯結(jié)果。以野外建立的解譯標(biāo)志和歷史土地利用類型圖、Google Earth等其他相關(guān)資料為參考，驗證土地利用斑塊的解譯精度。共隨機(jī)抽樣12個點，復(fù)合圖斑 268個，遙感解譯的正確率為88.8%。2期遙感圖像分類的Kappa系數(shù)分別為0.862和0.869，符合解譯精度要求。參照土地利用現(xiàn)狀分類標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 21010—2007)和實際研究需要，將研究區(qū)的土地利用類型分為林地、草地、耕地、建設(shè)用地、未利用地和水域6大類。利用Fragstats，計算景觀破碎度、多樣性、均勻度和優(yōu)勢度在斑塊類型水平和景觀水平的值。

2.2 研究方法

2.2.1 景觀生態(tài)安全度模型 景觀生態(tài)安全度模型是景觀生態(tài)安全評價研究的關(guān)鍵內(nèi)容之一［18-20］。景觀生態(tài)安全包括景觀格局和景觀生態(tài)質(zhì)量2個層面的生態(tài)安全性;因此，構(gòu)建景觀生態(tài)安全格局(Landscape Ecological Security Pattern，LESP)指數(shù)，以反映研究區(qū)景觀格局受人類活動干擾所表現(xiàn)的生態(tài)安全性，構(gòu)建景觀生態(tài)質(zhì)量(Landscape Ecological Quality，LEQ)指數(shù)，以反映研究區(qū)所表現(xiàn)的景觀生態(tài)質(zhì)量，繼而以景觀生態(tài)安全格局(LESP)指數(shù)和景觀生態(tài)質(zhì)量(LEQ)指數(shù)為參數(shù)，構(gòu)建景觀生態(tài)安全度 (Landscape Ecological Security Degree，LESD)模型。

1)景觀生態(tài)安全格局指數(shù)(LESP) 首先構(gòu)建景觀生態(tài)安全風(fēng)險(Landscape Ecological Security Risk，LESR)指數(shù)，反映景觀格局存在的生態(tài)安全風(fēng)險狀況，其計算公式為

式中:Ii為第i類景觀的干擾度;LESRi為第i類景觀的生態(tài)安全風(fēng)險指數(shù);FNi為第i類景觀的破碎度指數(shù);Hi為第i類景觀的多樣性指數(shù);Ei為第i類景觀的均勻度指數(shù);Di為第i類景觀的優(yōu)勢度指數(shù);a、b、c和d分別為各景觀格局指數(shù)對應(yīng)的權(quán)重，采用層次分析法，確定各個指標(biāo)的權(quán)重值，其相應(yīng)的權(quán)重分別為0.28、0.31、0.23和0.18;Vi為第 i類景觀類型的脆弱度。

景觀類型脆弱度的大小，反映了景觀類型脆弱性的強(qiáng)度，即景觀類型對外界干擾的敏感性。景觀類型脆弱性越強(qiáng)，抵御外界干擾的能力越弱。景觀類型脆弱度不僅與外界干擾的類型、強(qiáng)度及幅度相關(guān)，同時受自身的自然屬性和生態(tài)演替階段的影響;因此，景觀類型脆弱度非常復(fù)雜，且狀態(tài)不穩(wěn)定。筆者結(jié)合干熱河谷土地利用類型及其植被、土壤和水文特征，參考相關(guān)文獻(xiàn)，以相對指數(shù)來衡量不同景觀類型之間的脆弱程度［21-22］，確定研究區(qū)水域、耕地、草地、林地、未利用地和建設(shè)用地6種景觀類型的相對脆弱度指數(shù)分別為6、5、4、3、2和1。以極差法對相對脆弱度指數(shù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化后，參與模型計算，景觀格局指數(shù)的含義及計算方法參見文獻(xiàn)［23］。

景觀生態(tài)安全格局(LESP)指數(shù)是景觀生態(tài)風(fēng)險(LESR)指數(shù)的余數(shù)，景觀生態(tài)風(fēng)險指數(shù)越高，景觀生態(tài)安全格局指數(shù)越小。其計算公式為

式中:LESP為景觀生態(tài)安全格局指數(shù);TA為采樣單元的面積;TAi為第i類景觀的面積。

2)景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)(LEQ) 區(qū)域景觀生態(tài)安全不僅取決于景觀格局的生態(tài)安全性，同時與景觀類型所具有的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值及植被覆蓋度有關(guān)。景觀的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值越高，該類型的景觀生態(tài)安全性越好，越利于生態(tài)安全的維護(hù)。植被覆蓋度越高，對生態(tài)安全的調(diào)節(jié)能力越好。以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值和植被覆蓋度為參數(shù)，構(gòu)建景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)(LEQ)，以衡量各類干擾狀況下的區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量。其計算公式為

式中:ESV為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值，結(jié)合研究區(qū)實際生態(tài)狀況，通過調(diào)整 R．Costanza 等［24］和謝高地等［25］的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值系數(shù)，并進(jìn)行計算而得出;VFC為植被覆蓋度，在ENVI軟件中，計算植被覆蓋度;e、f分別為各指數(shù)的權(quán)重。

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值是景觀類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的體現(xiàn)，景觀類型變化引起了景觀格局和景觀生態(tài)系統(tǒng)功能及價值的變化，是干熱河谷生態(tài)環(huán)境和生態(tài)安全變化的主要因素;植被是維護(hù)干熱河谷生態(tài)系統(tǒng)運行和生態(tài)安全的關(guān)鍵因子，植被覆蓋度反映了干熱河谷植被的生態(tài)狀況及質(zhì)量。于瀟等［5］認(rèn)為，ESV和VFC具有同等重要的意義，筆者參考于瀟等［6］以及相關(guān)研究成果［5，26-28］，并結(jié)合研究區(qū)的實際情況，賦予ESV和VFC相同的權(quán)重，e、f值均為0.50。

進(jìn)而以景觀生態(tài)安全格局(LESP)指數(shù)和景觀生態(tài)質(zhì)量(LEQ)指數(shù)為參數(shù)，構(gòu)建景觀生態(tài)安全度(LESD)模型，以研究景觀生態(tài)安全時空變化狀況，其計算公式為

式中:h和k分別為景觀生態(tài)安全格局指數(shù)和景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)的權(quán)重。景觀生態(tài)安全格局和景觀生態(tài)質(zhì)量從結(jié)構(gòu)-功能上反映了區(qū)域景觀生態(tài)安全性，兩者均是生態(tài)系統(tǒng)的固有基本屬性。參考裴歡等［5］及其他相關(guān)文獻(xiàn)［6，26-28］，對景觀生態(tài)安全格局指數(shù)和景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)的權(quán)重研究，并咨詢多位相關(guān)領(lǐng)域的專家，認(rèn)為兩者具有同等重要性，因而賦予LESP與LEQ相同的權(quán)重，即h和k值均為0.50。

參考已有研究［6，29-30］，以自然斷點法，將景觀生態(tài)安全標(biāo)準(zhǔn)劃分為5個等級(表1)。

表1 景觀生態(tài)安全等級含義Tab．1 Interpretation of landscape ecological security levels

以1 000 m×1 000 m的網(wǎng)格進(jìn)行空間采樣，并計算每一個網(wǎng)格樣點的綜合景觀生態(tài)安全度［22］。研究共采集2 255個采樣單元，以克里金法進(jìn)行空間插值，研究區(qū)域景觀生態(tài)安全的時空分布狀況。

2.2.2 空間自相關(guān)分析 空間自相關(guān)分析用于檢驗區(qū)域地理現(xiàn)象的空間集聚性。全局空間自相關(guān)是對地理現(xiàn)象的某種屬性，在空間內(nèi)整體趨勢特征的描述。選取Moran's I指數(shù)，研究景觀生態(tài)安全度的整體空間集聚特征，其計算公式為

式中:N為空間單元的數(shù)目;xi和xj為第i個和第j個空間單元的觀測值;X為屬性的平均值W(i，j);W(i，j)為空間權(quán)重矩陣。利用 Moran’s I 分析觀測變量的空間格局時，需進(jìn)行顯著性檢驗，檢驗方法見文獻(xiàn)［31］。

對于某個地理單元i，通常用局部空間自相關(guān)指數(shù)衡量區(qū)域間的局部空間關(guān)聯(lián)程度，筆者利用局部空間關(guān)聯(lián)指標(biāo)(Local indicators of spatial association，LISA)指數(shù)研究景觀生態(tài)安全度的局部特征。其計算公式為

式中:Zi和Zj為區(qū)域單元第i種屬性觀測值的標(biāo)準(zhǔn)化值，{W(i，j)}=W，一般為行標(biāo)準(zhǔn)化空間權(quán)重系數(shù)矩陣，此時，其公式具體釋義和檢驗方法見文獻(xiàn)［31］。

對研究區(qū)景觀生態(tài)安全度進(jìn)行局部空間自相關(guān)分析，并側(cè)重考察顯著性水平較高的局部空間集群指標(biāo)，用于反映2008和2016年景觀生態(tài)安全度在局部空間上的集聚性特征。

2.2.3 地統(tǒng)計學(xué) 地統(tǒng)計學(xué)研究在空間分布上，既具隨機(jī)性又具結(jié)構(gòu)性的地理現(xiàn)象。地統(tǒng)計學(xué)分析不僅可以解釋屬性或現(xiàn)象的空間相關(guān)性，而且通過半變異函數(shù)，可以模擬和估計空間未知變量［32］。景觀生態(tài)安全度是一種典型的具有空間變異特征的區(qū)域?qū)傩?，其在空間上的異質(zhì)性規(guī)律，可以用半方差函數(shù)來分析。其公式如下:

式中:r(h)為半變異函數(shù)，揭示區(qū)域尺度的空間變異格局;Z(xi)和Z(xi+h)分別為空間位置xi和xi+h上觀測值，h為2個樣本點空間分隔距離;n(h)為以分隔距離h為時的像元對數(shù)目［33］。

變異函數(shù)分析通常以對半變異函數(shù)圖的模型擬合為基礎(chǔ)，主要參數(shù):C0(塊金值)反映了空間采樣誤差和小于最小采樣尺度引起的隨機(jī)變異。C(偏基臺值)反映了空間自相關(guān)部分引起的空間異質(zhì)性;C0+C(基臺值)反映了研究區(qū)域變量的最大變異程度;C0/C0+C(塊金方差與及基臺值之比)反映了非結(jié)構(gòu)因素隨機(jī)部分引起的空間異質(zhì)性，占總空間異質(zhì)性的比重;Ad(變程)反映了空間自相關(guān)性的最大約束范圍［34］。

3 結(jié)果與分析

3.1 景觀生態(tài)安全度的變化

2008和2016年研究區(qū)景觀生態(tài)安全度的空間分布格局大致相同，與研究區(qū)地形分異特征保持了一致性，即呈現(xiàn)南高北低、東高西低的特征(圖1)。景觀生態(tài)安全度較高的區(qū)域主要分布于研究區(qū)東部、南部和西部邊緣的中高山區(qū)，及龍川江中段河谷壩區(qū)。研究區(qū)1 600 m以上的中高山植被類型多為灌叢草地，也有片狀森林分布［15］。植被覆蓋度好，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值較高，人口密度小，人為干擾相對較少，景觀格局較為合理，因而景觀生態(tài)安全度值較高。

圖1 2008和2016年景觀生態(tài)安全度空間分布Fig．1 Spatial distribution of LESD in 2008 and 2016

龍川江中段河谷壩區(qū)是研究區(qū)水澆地的主要分布區(qū)，擁有較為完備的灌溉系統(tǒng)，長久的農(nóng)業(yè)經(jīng)營活動，形成了良好的人工生態(tài)系統(tǒng)，景觀結(jié)構(gòu)合理，人工植被恢復(fù)較好，植被覆蓋度高，因而該區(qū)域的景觀生態(tài)安全性較好。景觀生態(tài)安全度低值出現(xiàn)在研究區(qū)的壩周低山和中低山區(qū)。壩周低山帶為溝谷強(qiáng)烈切割的低山和階地，具有典型的干熱河谷氣候，自然植被強(qiáng)烈退化為以扭黃茅-車桑子(Dodonaea viscosa)群落為基帶的稀樹灌木草叢，植被覆蓋率低。中低山為元謀盆地兩側(cè)山地下端，是干熱河谷與溫暖山區(qū)的過渡類型。植被類型以稀樹灌木草叢、非泥巖山地灌木林成分較多，有少量云南松(Pinus yunnanensis faranch)和桉樹(Eucalyptus)，植被覆蓋狀況略好于壩周低山帶。壩周低山和中低山受水熱組合條件、生態(tài)用水的制約，及放牧、墾殖等強(qiáng)烈人類活動的影響，加之海拔相對較低，坡度較小，遂成為各種土地利用類型爭奪的主要空間地帶;因此，土地斑塊數(shù)量多，景觀破碎度高，景觀生態(tài)結(jié)構(gòu)不合理，景觀生態(tài)質(zhì)量差，是研究區(qū)水土流失和生態(tài)環(huán)境問題的集中區(qū)域，因而景觀生態(tài)安全度低。

空間采樣結(jié)果統(tǒng)計(表2)表明，研究區(qū)景觀生態(tài)安全格局指數(shù)(LESP)、景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)(LEQ)及景觀生態(tài)安全度指數(shù)(LESD)值都處于0.40～0.60之間，均屬于臨界安全等級，反映研究區(qū)景觀生態(tài)安全較為敏感。LESP值處于0.40～0.50之間，表明景觀格局的生態(tài)安全性較差，主要原因是研究區(qū)受山地地形影響，坡度變化大，微地形發(fā)育。水熱條件與微地形結(jié)合，導(dǎo)致生境變化快，極易形成破碎化的斑塊，土地斑塊平均面積小(2016年僅為5.4 hm2)，成為土地利用的主要制約因素，不利于景觀結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，因而LESP值偏低，較接近于生態(tài)不安全值的閾值0.42(表1)。LEQ值處于0.50～0.60之間，表明研究區(qū)景觀生態(tài)安全較為穩(wěn)定的處于臨界安全范圍值的中段。研究區(qū)土地利用類型結(jié)構(gòu)以林地和草地為主(占比在80%以上)，灌木林和灌草叢是研究區(qū)的景觀基質(zhì)，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值不高。研究區(qū)植被覆蓋度值在0.50左右，植被覆蓋度較低。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值不高和較低的植被覆蓋度，使研究區(qū)LEQ值位于臨界生態(tài)安全區(qū)間。研究區(qū)景觀生態(tài)安全度(LESD)在0.50～0.53之間，較傾向于臨界生態(tài)安全狀態(tài)低值區(qū)，主要是由于景觀生態(tài)安全格局指數(shù)(LESP)值偏低，使景觀生態(tài)安全度(LESD)值朝著臨界生態(tài)安全區(qū)間的低值端傾斜。

表2 景觀生態(tài)安全各指數(shù)統(tǒng)計表Tab．2 Statistics of landscape ecological security indexes

從各指數(shù)的變化來看，2008—2016年研究區(qū)景觀生態(tài)安全格局指數(shù)(LESP)值由0.493降至0.465，表明景觀生態(tài)安全格局狀況變差，主要是因為草地和未利用地減少及建設(shè)用地的增加，使得景觀斑塊數(shù)量增多，景觀破碎化程度上升。人類的干擾活動使景觀類型的分布朝有利于人類自身生產(chǎn)和生活需求方向發(fā)展，造成景觀均勻度上升，優(yōu)勢度下降，景觀基質(zhì)所占比例下降，景觀結(jié)構(gòu)復(fù)雜化，景觀格局合理性下降，因而LESP值下降。LEQ值由0.555增至0.559，表明景觀生態(tài)環(huán)境質(zhì)量略有提升，主要是由于林地的增加，提高了生態(tài)服務(wù)價值，草地轉(zhuǎn)化為林地，未利用地轉(zhuǎn)化為耕地，使植被覆蓋度提升。LESD值從0.524降至0.512，景觀生態(tài)安全狀況略有下降，主要是由于LESP值的下降。從各個等級景觀生態(tài)安全度區(qū)域面積所占比例來看，呈現(xiàn)“兩頭小、中間突出”的特征，即Ⅰ級、Ⅱ級、Ⅳ級和Ⅴ級的區(qū)域面積小，Ⅲ級區(qū)域面積比例大。Ⅴ級區(qū)域面比例Ⅰ級區(qū)域面積比例都在10%以下，Ⅳ級區(qū)域面積比例和Ⅱ級區(qū)域面積比例在8%～15%之間，Ⅲ級區(qū)域面積比例在60%以上(圖2)。

圖2 景觀生態(tài)安全各等級區(qū)域面積比例Fig．2 Area proportion of each landscape ecological security level

3.2 景觀生態(tài)安全度空間自相關(guān)性

研究區(qū)景觀生態(tài)安全度的Moran's I值，從2008年的0.600上升至2016年的0.633，均通過了P值為0.05的檢驗，表明景觀生態(tài)安全度在整體空間上存在正相關(guān)關(guān)系，并在空間分布上呈現(xiàn)聚集態(tài)勢。景觀生態(tài)安全度總體空間格局表現(xiàn)為:景觀生態(tài)安全度高的區(qū)域，傾向于與其他景觀生態(tài)安全度高的區(qū)域相鄰;而景觀生態(tài)安全度較低的區(qū)域，傾向于與其他景觀生態(tài)安全度較低的區(qū)域相鄰。主要原因在于研究區(qū)的地形分異特征十分明顯，同一垂直自然帶的氣候、土壤等生態(tài)條件具有相似性，土地利用空間分布地帶性特征明顯，因而景觀類型、景觀格局及植被覆蓋度特征具有相似性，使區(qū)域景觀生態(tài)安全性表現(xiàn)出較強(qiáng)的空間自相關(guān)性。Moran's I值增大，表明景觀生態(tài)安全度的全局空間自相關(guān)程度增強(qiáng)，2008年和2016年研究區(qū)景觀生態(tài)安全度(因為人為干擾，強(qiáng)化了土地利用類型的空間集聚特征，使景觀生態(tài)安全度的空間自相關(guān)性更為明顯。

研究區(qū)2008和2016年景觀生態(tài)安全度局部空間自相關(guān)格局較為一致，顯著性分布區(qū)中，以高值-高值和低值-低值區(qū)域為主，但局部空間相關(guān)性特征發(fā)生一定程度的變化(圖3)。首先表現(xiàn)在高值-高值區(qū)。2008年，高值-高值區(qū)主要分布在研究區(qū)的西南角和南部中高山，在西部中低山也有零散分布。高值-高值區(qū)在空間上比較連續(xù)，主要是因為這些區(qū)域海拔較高，是林地的主要分布區(qū)，人為干擾較小，景觀結(jié)構(gòu)合理，植被覆蓋度高，因而景觀生態(tài)安全性較好;2016年，高值-高值區(qū)除主要分布在研究區(qū)的西南角和南部的中高山，及西部的中低山區(qū)外，在東部的中高山區(qū)域出現(xiàn)了較為連續(xù)的空間分布，表明退耕還林還草和天然林工程等環(huán)境保護(hù)措施，對東部中高山區(qū)域景觀生態(tài)安全有較為明顯的促進(jìn)作用。其次表現(xiàn)在低值-低值區(qū)。2008年，低值-低值區(qū)主要出現(xiàn)在金沙江沿岸兩側(cè)和龍川江上游的西側(cè)，這里屬于典型的干熱河谷區(qū)，未利用地和低覆蓋度草地主要分布與此，水土流失嚴(yán)重，植被覆蓋度低，景觀生態(tài)安全性低，且在空間上較為連續(xù)，這些區(qū)域的景觀生態(tài)安全風(fēng)險大;2016年，低值-低值區(qū)在金沙江沿岸壩周低山及中低山區(qū)分割明顯，正是該區(qū)域景觀破碎化的反映。主要是因為經(jīng)濟(jì)和社會的發(fā)展，使土地空間資源的爭奪日趨激烈，地勢較平的龍川江西側(cè)壩周低山及中低山區(qū)，土地后備資源不足，導(dǎo)致對金沙江沿岸壩周低山及中低山區(qū)的未利用地和荒地的開發(fā)力度增強(qiáng)，土地利用的連續(xù)性被打破，因而該區(qū)域的低值-低值區(qū)景觀生態(tài)安全性連續(xù)分布空間呈現(xiàn)破碎化特征。

圖3 景觀生態(tài)安全度局部空間自相關(guān)LISA集群圖Fig．3 LISA cluster map of local spatial autocorrelation of LESD

3.3 景觀生態(tài)安全度時空分異特征

以地統(tǒng)計學(xué)方法，研究景觀生態(tài)安全度時空分異特征，表明2008年球形模型擬合效果最佳，復(fù)相關(guān)系數(shù)為0.915;2016年指數(shù)模型擬合效果最佳，復(fù)相關(guān)系數(shù)為0.923(表3)。

表3 景觀生態(tài)安全度理論變異函數(shù)Tab．3 Theoretical variation function of landscape ecological security degree

空間異質(zhì)性主要由隨機(jī)性和自相關(guān)性2部分組成。從表3可知，2個時段景觀生態(tài)安全度指數(shù)的基臺值(C0+C)分別為0.007 19和0.008 04，基臺值增加，表明景觀生態(tài)安全性的空間分布差異呈增大趨勢，主要是由于土地經(jīng)營、退耕還林還草、天然林等人為干擾，使景觀生態(tài)安全的空間分布更具人類目的性，加大了空間分布的差異性。塊金值和基臺值之比(C0/C0+C)在2008和2016年分別為28.5%和32.6%，表明以地形、氣候為主的結(jié)構(gòu)性自然因素仍是景觀生態(tài)安全度空間分布的決定性因素，但C0/C0+C的增大，表明非結(jié)構(gòu)性因素的影響作用力強(qiáng)化，即人為干擾強(qiáng)化了對研究區(qū)景觀生態(tài)安全空間分布的影響力。自然因素中，特殊的山地地形與水、汽和熱在空間上的組合條件等結(jié)構(gòu)因素，決定了景觀生態(tài)安全度在空間上具有非均質(zhì)性，而經(jīng)濟(jì)和社會的發(fā)展，使人為干擾的作用對景觀生態(tài)安全的影響力增強(qiáng)，未利用地的開發(fā)、耕地開墾、城市擴(kuò)張及生態(tài)修復(fù)工程等人類活動，改變了景觀格局和景觀生態(tài)質(zhì)量，使景觀生態(tài)安全性變化更為復(fù)雜。變程(A0)反映了人為開發(fā)利用活動在空間上的相關(guān)性，這種相關(guān)性尤其受到土地利用方式的地域分布差異的強(qiáng)烈約束。2008年研究區(qū) A0為764.82 m，2016年 A0為 2 031.65 m，為 2008年的2.66倍，變程值明顯增大。自然狀態(tài)下，研究區(qū)地形破碎，使景觀類型的空間自相關(guān)性范圍相對較短，但是人為因素卻能通過改變土地利用方式和土地類型的空間分布，影響空間自相關(guān)性的范圍。在土地開發(fā)利用過程中，人類有目的、有意識，且同質(zhì)化的土地利用方式，使景觀類型的空間分布約束作用強(qiáng)化，景觀分布的趨同性增強(qiáng)，因而景觀生態(tài)安全度的變程范圍明顯擴(kuò)大。

4 討論

筆者以遙感和GIS為技術(shù)平臺，構(gòu)建景觀生態(tài)安全度模型，結(jié)合空間自相關(guān)和地統(tǒng)計學(xué)，研究元謀干熱河谷景觀生態(tài)安全的時空變化特征。以往的多數(shù)研究表明，研究區(qū)龍川江西側(cè)的干熱河谷區(qū)，人為干擾活動強(qiáng)烈，而金沙江北岸的干熱河谷區(qū)，人為活動程度相對較輕;筆者研究發(fā)現(xiàn)，金沙江沿岸的干熱河谷景觀生態(tài)安全性較低，2016年低值-低值區(qū)在金沙江沿岸壩周低山及中低山區(qū)分割明顯，表明干熱河谷中強(qiáng)烈的人為活動空間范圍，由龍川江河谷擴(kuò)展至金沙江河谷，金沙江河谷的景觀生態(tài)安全需引起重視。干熱河谷區(qū)是元謀的人類主要活動區(qū)域，人為干擾成為干熱河谷主要的景觀生態(tài)安全風(fēng)險源，然而人為干擾如何影響景觀生態(tài)安全卻沒有得到有效解釋;因此，需要深入研究人為干擾方式、強(qiáng)度和幅度對景觀生態(tài)安全的影響，為實施合理的人為調(diào)控措施提供依據(jù)。

景觀生態(tài)安全度反映了景觀尺度下，區(qū)域生態(tài)安全格局和生態(tài)環(huán)境質(zhì)量特征，但是筆者僅限于對景觀生態(tài)安全狀態(tài)的評價，難以解釋主要生態(tài)過程對景觀生態(tài)安全的作用?，F(xiàn)有景觀生態(tài)安全研究雖認(rèn)為，干擾景觀自然屬性及生態(tài)演替階段對景觀類型脆弱度有影響，但因為這些因素具有復(fù)雜性和狀態(tài)不穩(wěn)定性，其作用力難以量化;因此，多采取相對指數(shù)，確定景觀類型的脆弱度，影響了景觀生態(tài)安全評價的客觀性，如何量化景觀類型脆弱度，亟待深入探討。

5 結(jié)論

1)研究區(qū)景觀生態(tài)安全較為敏感。景觀生態(tài)安全格局指數(shù)(LESP)由0.493降至0.465，使景觀生態(tài)安全格局合理性下降。景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)(LEQ)由0.555增至0.559，使景觀生態(tài)環(huán)境質(zhì)量有所提高。景觀生態(tài)安全度(LESD)值從0.524降至0.512，處于臨界生態(tài)安全值范圍，景觀生態(tài)安全水平略有下降。

2)研究區(qū)景觀生態(tài)安全度雖在整體空間上存在正相關(guān)關(guān)系，局部空間自相關(guān)格局較為一致，但不同年份的景觀生態(tài)安全度空間自相關(guān)性有變化。景觀生態(tài)安全度指數(shù)Moran’s I，從2008年的0.600上升至2016年的0.633，景觀生態(tài)安全度正相關(guān)性增強(qiáng)。景觀生態(tài)安全度顯著性分布區(qū)中，以高值-高值和低值-低值區(qū)域為主。與2008年相比，高值-高值區(qū)在東部的中高山區(qū)域出現(xiàn)了較為連續(xù)的空間上分布;2016年低值-低值區(qū)，在金沙江沿岸壩周低山及中低山區(qū)分割明顯，正是該區(qū)域景觀破碎化的反映。

3)非結(jié)構(gòu)性因素對景觀生態(tài)安全空間分布影響作用力增強(qiáng)。山地地形與水、汽和熱組合條件等自然因素是結(jié)構(gòu)性因素，決定了研究區(qū)景觀生態(tài)安全度的空間異質(zhì)性。非結(jié)構(gòu)因素(主要是人為干擾)的作用增強(qiáng)，使研究區(qū)景觀生態(tài)安全時空變化更為復(fù)雜。

［1］ ROGERSK S．Ecological security and multinational corporation［EB/OL］．［2017-08-20］．http:∥www．ecsp．si．edu/ecsplib．nsf/．

［2］ LI Y F，SUN X，ZHU X D，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．

［3］ 郭濼，薛達(dá)元，余世孝．泰山景觀生態(tài)安全動態(tài)分析與評價［J］．山地學(xué)報，2008，26(3):331．GUO Le，XUE Dayuan，YU Shixiao．Assessment and dynamic analysis of landscape ecological security of Taishan mountain［J］．Journal of Mountain Science，2008，26(3):331．

［4］ 高楊，黃華梅，吳志峰．基于投影尋蹤的珠江三角洲景觀生態(tài)安全評價［J］．生態(tài)學(xué)報，2010，30(21):5894．GAO Yang，HUANG Huamei，WU Zhifeng．Landscape ecological security assessment based on projection pursuit:a case study of nine cities in the Pearl River Delta［J］．Acta Ecologica Sinica，2010，30(21):5894．

［5］ 裴歡，魏勇，王曉妍，等．耕地景觀生態(tài)安全評價方法及其應(yīng)用［J］．農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2014，30(9):212．PEI Huan，WEI Yong，WANG Xiaoyan，et al．Method of cultivated land landscape ecological security evaluation application［J］．Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2014，30(9):212．

［6］ 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)安全時空分異分析［J］．農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2016，32(8):253．YU Xiao，WU Kening，YUN Wenju，et al．Analysis on temporal and spatial variation of landscape ecological security in modem agricultural area［J］．Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2016，32(8):253．

［7］ ZHAO X Q，XU X H．Research on landscape ecological security pattern in a eucalyptus introduced region based on biodiversity conservation［J］．Russian Journal of Ecology，2015，46(1):59．

［8］ 歐曉昆．云南省干熱河谷地區(qū)的生態(tài)現(xiàn)狀與生態(tài)建設(shè)［J］．長江流域資源與環(huán)境，1994，3(3):271．OU Xiaokun．Ecological condition and ecological construction in Dry-hot valley of Yunnan province［J］．Resources and Environment in the Yangtze Basin，1994，3(3):271．

［9］ 第寶鋒，楊忠，艾南山，等．基于RS與GIS的金沙江干熱河谷區(qū)退化生態(tài)系統(tǒng)評價:以云南省元謀縣為例［J］．地理科學(xué)，2005，25(4):485．DI Baofeng，YANG Zhong，AI Nanshan，et al．Evaluation on degraded ecosystem in Jinshajiang xerothermic valley using RSand GIS:a case study of Yuanmou County in Yunnan［J］．Scientia GeohraphicaSinica，2005，25(4):485．

［10］ 何錦峰，蘇春江，舒蘭等．基于3S技術(shù)的金沙江干熱河谷區(qū)LUCC研究:以云南省元謀縣為例［J］．山地學(xué)報，2009，27(3):341．HE Jinfen，SU Chunjiang，SHULan，et al．A 3S-Based study on land use and land cover change in the Jinshajiang xerothermic valley:a case of Yuanmou County，Yunnan Province［J］．Journal of Mountain Science，2009，27(3):341．

［11］ 陳奇伯，王克勤，李金洪，等．元謀干熱河谷坡耕地土壤侵蝕造成的土地退化［J］．山地學(xué)報，2004，22(5):528．CHEN Qibo，WANG Keqin，Li Jinhong et al．Land degradation caused by soil erosion of slope in Dry-hot valley of Yuanmou county［J］．Journal of Mountain Science，2004，22(5):528．

［12］ 周躍．元謀干熱河谷植被的生態(tài)及其成因［J］．生態(tài)學(xué)，1987(5):28．ZHOU Yue．Vegetation ecology and its genesis in Yuanmou Dry-hot valley ［J］．Chinese Journal of Ecology，1987(5):28．

［13］ 周旭，張斌，劉剛才．元謀干熱河谷近30年植被變化遙感監(jiān)測［J］．長江流域資源與環(huán)境，2010，19(11):1309．ZHOU Xu，ZHANG Bin，LIU Gangcai．Monitoring of vegetation change in Yuanmou Dry-hot valley based on remote sensing［J］．Resources and Environment in the Yangtze Basin，2010，19(11):1309．

［14］ 李苗裔，王石英，蔣容，等．干熱河谷區(qū)土地利用/覆被和景觀格局變化分析:以得榮縣為例［J］．四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報，2012，30(1):60．LI Miaoyi，WANG Shiying，JIANG Rong，et al．Analysis of land use/cover and landscape pattern change in the Dry-hot Valley(DHV)Area:a case study in Derong County［J］．Journal of Sichuan Agricultural University，2012，30(1):60．

［15］ 江功武，朱紅業(yè)，錢坤建．人類活動對元謀干熱河谷景觀變化的主要影響［J］．西南農(nóng)業(yè)學(xué)報，2006，19(增刊1):320．JIANG Gongwu，ZHU Hongye，QIAN Kunjian，et al．The major influence of human activities on landscape change in Yuanmou Dry-hot valley［J］．Southwest China Journal of Agricultural Sciences，2006，19(S1):320．

［16］ 金振洲，歐曉昆，周躍．云南元謀干熱河谷植被概況［J］．植物生態(tài)學(xué)與地植物學(xué)學(xué)報，1987，11(4):308．JIN Zhenzhou，OU Xiaokun，ZHOU Yue．The general situation of natural vegetation in Dry-hot river valley of Yuanmou，Yunnan province［J］．Acta Phyto ecologica Et Geobotanica Sinica，1987，11(4):308．

［17］ 歐曉昆．元謀干熱河谷的自然生態(tài)特點及開發(fā)利用意見［J］．西部林業(yè)科學(xué)，1987(5):17．OU Xiaokun．Natural ecological characteristics and development and utilization of Yuanmou Dry-hot Valley［J］．Journal of West China Forestry Science，1987(5):17．

［18］ 王娟，崔保山，姚華榮，等．縱向嶺谷區(qū)瀾滄江流域景觀生態(tài)安全時空分異特征［J］．生態(tài)學(xué)報，2008，28(4):1681．WANG Juan，CUI Baoshan，YAO Huarong．The temporal and spatial characteristic of landscape ecological security at Lancang River Watershed of longitudinal range gorge region in southwest China［J］．Acta Ecologica Sinica，2008，28(4):1681．

［19］ 馬克明，傅伯杰．北京東靈山地區(qū)景觀格局及破碎化評價［J］．植物生態(tài)學(xué)報，2000，24(3):320．MA Keming，F(xiàn)U Bojie ．Landscape pattern and fragmentation evaluation of Dongling mountain in Beijing［J］．Chinese Journal of Plant Ecology，2000，24(3):320．

［20］ 李晶，蒙吉軍，毛熙彥．基于最小累積阻力模型的農(nóng)牧交錯帶土地利用生態(tài)安全格局構(gòu)建―以鄂爾多斯市準(zhǔn)格爾旗為例［J］．北京大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版)，2013，49(4):707．LI Jing，MENG Jijun，MAO Yanxi．MCR based model for developing land use ecological security pattern in farming-pastoral zone［J］．Acta scientiarum Naturalism Univemitatis Pekinensis(Natural Science Edition)，2013，49(4):707．

［21］ 王千，金曉斌，周寅康．江蘇沿海地區(qū)耕地景觀生態(tài)安全格局變化與驅(qū)動機(jī)制［J］．生態(tài)學(xué)報，2011，31(20):5903．WANG Qian，JIN Xiaobin，ZHOU Yinkang．Dynamic analysis of coastal region cultivated land landscape ecological security and its driving factors in Jiangsu［J］．Acta Ecologica Sinica，2011，31(20):5903．

［22］ 游巍斌，何東進(jìn)，巫麗蕓，等．武夷山風(fēng)景名勝區(qū)景觀生態(tài)安全度時空分異規(guī)律分析［J］．生態(tài)學(xué)報，2011，31(21):6317．YOU Weibin，HE Dongjin，WU Liyun，et al．Temporalspatial differentiation and its change in the landscape ecological security of Wuyishan Scenery District［J］．Acta Ecologica Sinica，2011，31(21):6317．

［23］ 鄔建國．景觀生態(tài)學(xué):格局、過程、尺度與等級［M］．北京:高等教育出版社，2000:15．WU Jianguo． Landscape ecology:pattern， process，scale and grade［M］．Beijing:Higher Education Press，2000:15．

［24］ COSTANZA R，D’ARGE R，de GROOT R S，et al．The value of the world's ecosystem services and natural capital［J］．Nature，1997(387):253．

［25］ 謝高地，魯春霞，冷允法，等．青藏高原生態(tài)資產(chǎn)的價值評估［J］．自然資源學(xué)報，2003，18(2):189．XIE Gaodi，LU Chunxia，LENG Yunfa，et al．Ecological assets valuation of the Tibetan Plateau ［J］．Journal of Natural Resources，2003，18(2):189．

［26］ 虞繼進(jìn)，陳雪玲，陳紹杰．基于遙感和PSR模型的城市景觀生態(tài)安全評價:以福建省龍巖市為例［J］．國土資源遙感，2013，25(1):143．YU Jijin，CHEN Xueling，CHEN Shaojie，et al．Urban landscape ecological security assessment based on remote sensing and PSR model:a case study in Longyan city，F(xiàn)ujian province［J］．Remote Sensing for Land and Resources，2013，25(1):143．

［27］ 于蓉蓉，謝文霞，趙全升，等．基于景觀格局的膠州灣大沽河口濕地生態(tài)安全［J］．生態(tài)學(xué)雜志，2012，31(11):2891．YU Rongrong，XIE Wenxia，ZHAO Quansheng，et al．Ecological safety assessment of Dagu estuary wetland in Jiaozhou Bay of Shandong Province，East China based on landscape pattern［J］．Chinese Journal of Ecology，2012，31(11):2891．

［28］ 宋豫秦，曹明蘭．基于RS和GIS的北京市景觀生態(tài)安全評價［J］．應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2010，21(11):2889．SONG Yuqin，CAOMinglan．Landscape ecological security assessment of Beijing City based on RS and GIS［J］．Chinese Journal of Applied Ecology，2010，21(11):2889．

［29］ DU P J，XIA J S，DU Q，et al．Evaluation of the spatiotemporal pattern of urban ecological security using remote sensing and GIS［J］．International Journal of Remote Sensing，2013，34(3):848．

［30］ 張緒良，張朝暉，徐宗軍，等．膠州灣濱海濕地的景觀格局變化及環(huán)境效應(yīng)［J］．地質(zhì)論評，2012，58(1):190．ZHANG Xuliang，ZHANG Zhaohui，XU Zongjun，et al．Landscape pattern changes and their environmental effects of coastal wetlands in Jiaozhou Bay［J］．Geological Review，2012，58(1):190．

［31］ 歐朝蓉，朱清科，包廣靜．滇中縣域人口城鎮(zhèn)化空間結(jié)構(gòu)及影響因素研究［J］．農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化研究，2016，37(6):1173．OU Zhaorong，ZHU Qingke，BAO Guangjing．Spatial structure and influencing factors of population urbanization in the central Yunnan Province［J］．Research of Agricultural Modernization，2016，37(6):1173．

［32］ 楊奇勇，蔣忠誠，馬祖陸，等．基于地統(tǒng)計學(xué)和遙感的巖溶區(qū)石漠化空間變異特征［J］．農(nóng)業(yè)工程學(xué)報，2012，28(4):243．YANG Qiyong，JIANG Zhongcheng，MA Zulu，et al．Spatial variability of Karst rock desertification based on geostatistics and remote sensing［J］．Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering，2012，28(4):243．