彭文君, 舒英格,2,*

1 貴州大學資源與環(huán)境工程學院, 貴陽 550025 2 貴州大學農(nóng)學院, 貴陽 550025

耕地作為維系地球生命平衡的必要組分,承載著糧食生產(chǎn)、生態(tài)服務、社會安定、景觀美化等功能。隨著我國近年來人口的劇增,地少人多、耕地后備資源不足、總體質(zhì)量差、耕地退化嚴重、耕地資源貧乏、土地利用率低等問題日益突出,引起了各級政府和國內(nèi)外廣大學者的高度關注。對特定區(qū)域耕地景觀生態(tài)安全進行研究,指導耕地保護,保障糧食安全刻不容緩。目前,對區(qū)域生態(tài)安全的分析主要包括動態(tài)預警[1- 2]、安全格局構(gòu)建[3]、評價與預測[4- 6]等方面；在景觀生態(tài)安全研究上常圍繞生態(tài)風險評價[7]、生態(tài)修復與重建[8]、生態(tài)用地保護[9]展開；國外針對耕地景觀生態(tài)安全的研究集中在農(nóng)業(yè)景觀監(jiān)測及環(huán)境安全[10]、農(nóng)業(yè)景觀透視食品安全[11]、耕地景觀生態(tài)恢復[12]、農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)保護[13]方面；國內(nèi)學者采用3S技術(shù)從不同坡度級角度對景觀格局、演變驅(qū)動力、景觀破碎化等方面進行了大量的實例研究[14- 18],徐輝[19]、王千[20]、裴歡[21]、于瀟[22]等則從耕地生態(tài)安全評價、時空分析、模擬預測等層面進行研究；對于喀斯特地區(qū)的耕地研究側(cè)重于耕地質(zhì)量[23]、耕地地力[24]、耕地占補平衡[25]層面,探討喀斯特山區(qū)耕地景觀生態(tài)安全及演變過程的研究較為薄弱。我國主要有5個脆弱生態(tài)區(qū),其中貴州處于南方石灰?guī)r山地脆弱生態(tài)區(qū),是全國乃至全世界喀斯特漫衍面積最大、發(fā)育最完好的高原山區(qū),獨特的地質(zhì)環(huán)境背景加上生存型經(jīng)濟發(fā)展階段不合理的土地開發(fā)方式使該區(qū)域耕地生態(tài)環(huán)境遭到破壞,土壤侵蝕退化嚴重,人地關系矛盾十分尖銳[26],其景觀生態(tài)安全格局變化及驅(qū)動機制研究亟待提升。

因此本文以貴州省縣級市赤水市為研究區(qū)域,在景觀生態(tài)學和人地關系協(xié)調(diào)理論基礎上,借助GIS、遙感軟件及技術(shù),針對喀斯特山區(qū)縣域耕地景觀生態(tài)安全格局演變問題開展研究,在耕地類型劃分二級地類時,考慮到當前對耕地景觀生態(tài)安全的研究少有將耕地細分做深入探析的,因而選擇耕地的兩大類型即旱地和水田進行研究,著重分析2000—2014年間赤水市17個鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道旱地和水田景觀分布的時空演化特征、景觀生態(tài)安全狀況、重心移動軌跡以及驅(qū)動因素,旨在深入認識耕地景觀時空變化特征和耕地生態(tài)安全格局演變趨勢,為我國喀斯特山區(qū)優(yōu)化耕地資源結(jié)構(gòu)布局、保護耕地生態(tài)系統(tǒng)、最大程度可持續(xù)利用耕地資源提供一定的科學依據(jù)。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

赤水市地處貴州省最西北部(105°36′—106°15′E, 28°16′—28°46′N),東西長61.85km,南北寬55.35km(圖1)；轄11個鎮(zhèn)3個鄉(xiāng)3個街道,土地總面積18.52萬hm2,總?cè)丝?1.01萬人。位于四川盆地向貴州高原過渡的斜坡地帶,主要以高原峽谷型和山原峽谷型為主,地勢跌宕起伏,海拔最高處1730m,最低處221m,具有“頂平、身陡、麓緩”坡面特征,該地區(qū)基巖主要以石英砂巖、泥頁巖為主,水蝕溝蝕作用的影響較大,水土流失較嚴重。屬中亞熱帶濕潤季風氣候,立體氣候和地區(qū)差異顯著,為長江水系,位于赤水河中下游,蓄水總量達3000萬m3,河網(wǎng)密度達到0.7km/km2,水資源較為豐富。赤水境內(nèi)土壤多為發(fā)育在侏羅系和白堊系的紫色砂巖和泥巖上的幼年性土壤[27]。據(jù)2014統(tǒng)計年鑒數(shù)據(jù)顯示,赤水市糧食播種面積3.27萬hm2、糧食總產(chǎn)量13.81萬t、人均糧食占有量0.445t。

圖1 研究區(qū)區(qū)域位置示意圖Fig.1 Sketch map of location of study area

1.2 數(shù)據(jù)來源

本文選用2000、2014年土地利用現(xiàn)狀圖(比例尺1∶30萬)作為基礎數(shù)據(jù)庫,利用ArcGIS 10.2提取出赤水市2個時期的耕地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù),包括赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道的土地面積、旱地和水田的斑塊數(shù)、斑塊面積、斑塊周長、斑塊間距離等,以及各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道旱地、水田的重心坐標,用于景觀指標的測算、景觀生態(tài)安全評價及重心轉(zhuǎn)移的研究。

赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道2000年和2014年的人口密度、農(nóng)業(yè)人口比重、區(qū)域建設用地比例、糧食產(chǎn)量、單位耕地化肥施用量、耕地面積、農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值、農(nóng)民人均可支配收入、農(nóng)作物播種面積、農(nóng)村從業(yè)人數(shù)等10個指標來源于2000年和2014年赤水市統(tǒng)計年鑒和國民經(jīng)濟和社會發(fā)展統(tǒng)計公報等統(tǒng)計資料,用于探索耕地景觀演化及生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移的驅(qū)動因素。

1.3 研究方法

1.3.1 耕地景觀指標選取與分析方法

喀斯特山區(qū)土地斑塊形狀很復雜,加之坡耕地分布廣泛,因此選取斑塊密度(Patch Density,PD)、斑塊形狀指數(shù)(Patch Shape Index,PSI)、斑塊分形維數(shù)(Patch Fractal Dimension,PFD)、穩(wěn)定性系數(shù)(Patch Stability Factor,PSF)指標來分析喀斯特山區(qū)耕地景觀斑塊演化特征和景觀格局空間配置特征。具體計算公式見錢鳳魁[28]、王平、李、郄瑞卿等[29- 31]文獻。

1.3.2 景觀生態(tài)安全評價模型

本文借鑒傳統(tǒng)景觀生態(tài)安全評價方法,引入生態(tài)質(zhì)量指數(shù)構(gòu)建喀斯特山區(qū)耕地景觀生態(tài)安全評價模型[22],該模型能較好地反映景觀結(jié)構(gòu)與功能、生態(tài)系統(tǒng)的完整性、景觀斑塊動態(tài)與生態(tài)演替、系統(tǒng)對干擾的阻抗與恢復能力[32],是生態(tài)風險和生態(tài)健康的有機結(jié)合,其不受統(tǒng)計尺度的限制,能夠充分體現(xiàn)景觀生態(tài)安全的內(nèi)涵,能相對真實地反映喀斯特山區(qū)縣域景觀生態(tài)系統(tǒng)的風險或安全狀態(tài)。表達式為：

LSES=1-[(PX+PF+PBF+SHDI+DIVISION)×2.5LFI]

(1)

式中,LSES(Landscape Ecological Security Index)為景觀生態(tài)安全指數(shù),PX(Patch Proximity Index)為接近度指數(shù),PF(Patch Fragmentation)為景觀類型斑塊破碎度,PBF(Patch Boundary Fragmentation)為景觀類型邊界破碎度,SHDI(Landscape Type Patch Dominance Index)為景觀類型斑塊優(yōu)勢度指數(shù),DIVISION(Separation Index)為景觀分離度指數(shù),LFI(Landscape Fragile Index)為景觀脆弱度指數(shù)。各景觀指數(shù)計算公式見傅伯杰、高楊等[33- 34]文獻,計算過程主要借助ArcGIS 10.2中的Spatial Analyst工具及Fragstats 4.2軟件平臺進行。參考裴歡、魏勇[21]等人的研究成果,將結(jié)果分為3個等級區(qū)：Ⅰ級區(qū)(LSES≤0.45),Ⅱ級區(qū)(0.45

1.3.3 耕地景觀生態(tài)安全重心移動

各種物質(zhì)和能量在空間上的聚散和遷移,在某一時刻會出現(xiàn)一個重心,重心的運動方向、速度和強度是表征某一物質(zhì)在空間上變化的最好指標[35- 36]。耕地景觀生態(tài)安全重心變化是研究其生態(tài)安全空間格局變化的一個重要方面,能夠直觀地反映耕地景觀生態(tài)安全時空演變的過程和趨勢,揭示其動態(tài)變化的特征及驅(qū)動機制。因此本文引入在地理學、經(jīng)濟學中常用的重心法來計算2000年和2014年研究區(qū)耕地景觀生態(tài)安全重心,重心位置用經(jīng)緯度來表示,表達式為：

(2)

式中,X、Y為研究區(qū)耕地景觀生態(tài)安全重心坐標；LSESi為第i個研究區(qū)域單元的耕地景觀生態(tài)安全指數(shù)；Xi、Yi分別表示第i個評價單元的重心坐標。

為了定量測度耕地景觀生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移距離和方向,引入重心轉(zhuǎn)移距離模型和移動方向模型[37]：

設第m、n年的景觀生態(tài)安全重心分別為Pm(Xm,Ym),Pn(Xn,Yn),令dn-m為m到n年重心轉(zhuǎn)移的空間距離(km),m為起始年,n為終止年,c為常數(shù)(c=111.11)表示由地球經(jīng)緯坐標單位(°)轉(zhuǎn)化為平面距離(km)的系數(shù)。則有：

(3)

令θn-m為m到n年重心轉(zhuǎn)移的角度(-180°≤θ≤180°),正東方向為0°,正南方向為-90°,正西方向為±180°,正北方向為90°,順時針旋轉(zhuǎn)為負,逆時針旋轉(zhuǎn)為正。通常情況下,當-180°<θ<-90°說明重心向西南方向移動；當-90°<θ<0°說明重心向東南方向移動；當0°<θ<90°說明重心向東北方向移動；當90°<θ<180°說明重心向西北方向移動,a=0,1,2。則有：

(4)

1.3.4 驅(qū)動因素分析

耕地景觀演化及生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移驅(qū)動因素分析采用灰色關聯(lián)分析方法,該方法通過灰色關聯(lián)度來確定因素對系統(tǒng)主行為的貢獻,其基本思想是根據(jù)序列幾何形狀的相似度來判斷其聯(lián)系是否緊密。它對樣本量的多少和樣本有無規(guī)律都同樣適用,不會出現(xiàn)量化結(jié)果與定性分析結(jié)果不符的情況,因此本文引入此方法測算2000—2014年耕地景觀生態(tài)安全指數(shù)變化量與各驅(qū)動因素變化量間的關聯(lián)度,并進行綜合比較和排序,探尋研究區(qū)耕地景觀生態(tài)安全演化過程原因及促發(fā)其重心轉(zhuǎn)移的主要因素?；疑P聯(lián)分析方法表達式為：

(5)

式中,εi(k)為子序列Xi的第K個元素與母序列X0的第K個元素間的關聯(lián)系數(shù)；ri為關聯(lián)度。其中ρ為分辨系數(shù),用來消弱Δ(max)過大而使關聯(lián)系數(shù)失真的影響,人為引入此系數(shù)來提高關聯(lián)系數(shù)之間的差異顯著性,通常ρ取0.5,參數(shù)min與max的取值通過對各個比較序列不同時刻的絕對差值的比較來確定[38]。

指標的標準化處理：由于灰色關聯(lián)分析系統(tǒng)各數(shù)列中數(shù)據(jù)量綱不同,不便于比較或難以得到正確的結(jié)論,為了保證結(jié)果的可靠性,在進行灰色關聯(lián)度分析時,需先采用極差標準化法對數(shù)據(jù)進行無量綱處理,該方法對正向指標和逆向指標都適用,經(jīng)過極差變換后,標準化指標值均在0—1之間[39]。

情況一：當樣本表現(xiàn)為望大特性時,

(6)

情況二：當樣本表現(xiàn)為望小特性時,

(7)

2 結(jié)果與分析

2.1 耕地景觀斑塊演化特征

由2000、2014年赤水市耕地景觀的斑塊密度和現(xiàn)狀指數(shù)(表1)可知,2000—2014年赤水市旱地和水田面積大幅減少,斑塊密度下降,斑塊形狀指數(shù)上升,旱地的斑塊密度由2000年的0.39下降到2014年的0.25,水田的斑塊密度由2000年的0.33下降到2014年的0.27,說明從2000—2014年,旱地和水田景觀的破碎度在降低,空間分布越來越均勻。旱地的斑塊形狀指數(shù)由2000年的0.06上升到2014年的0.09,水田的斑塊形狀指數(shù)由2000年的0.05上升到2014年的0.08,且各時期旱地的斑塊形狀指數(shù)均大于水田,表明旱地和水田從2000—2014年,斑塊形狀越來越復雜,但旱地比水田的復雜程度更深。在這15年間,耕地景觀在空間上分布趨于均勻、形狀趨于復雜狀態(tài)。此外,2000年的旱地斑塊密度大于水田的斑塊密度,說明旱地景觀的破碎化程度比水田景觀嚴重；2014年時雖然旱地和水田的斑塊密度都在下降,但水田的斑塊密度降幅比旱地的斑塊密度降幅小,導致水田的斑塊密度大于旱地的斑塊密度,可知14年后水田景觀的破碎程度比旱地景觀的破碎程度更大,即旱地景觀在空間分布上比水田景觀更均勻。

表1 研究區(qū)2000、2014年耕地景觀特征指標變化

2.2 耕地景觀空間配置特征

景觀的空間構(gòu)成要素有點、線、面和體,為了反映耕地景觀要素的空間位置和形態(tài)特征,引入分形維數(shù)和穩(wěn)定性系數(shù)對景觀要素面積大小、周長及形狀的空間進行研究。分形維數(shù)的大小與人類對景觀的管理密切相關,從時間和空間的層面看,分形維數(shù)越大,耕地形態(tài)變得越復雜、越不規(guī)則,在空間上呈擴張態(tài)勢；反之,耕地形態(tài)變得越簡單、越規(guī)則,在空間上呈縮小態(tài)勢[40]。

從研究區(qū)2000年、2014年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道旱地與水田的分形維數(shù)(表2)可看出,在時間尺度上,2000—2014年赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地的分形維數(shù)在整體上都有所下降,但石堡鄉(xiāng)旱地景觀與兩河口鎮(zhèn)、寶源鄉(xiāng)水田景觀的分形維數(shù)有所上升,其耕地斑塊形態(tài)愈來愈復雜,在空間上呈現(xiàn)無序的擴張趨勢。在空間尺度上,2000年大同鎮(zhèn)、旺隆鎮(zhèn)、官渡鎮(zhèn)、長沙鎮(zhèn)、天臺鎮(zhèn)的分形維數(shù)大于1.45,這與以上鄉(xiāng)鎮(zhèn)是基本農(nóng)田保護區(qū)所在地有關,其余鄉(xiāng)鎮(zhèn)的分形維數(shù)均小于1.45,且鄉(xiāng)鎮(zhèn)間旱地與水田的分形維數(shù)跨度較大、不集中,而2014年除了寶源鄉(xiāng)的分形維數(shù)大于1.45外,其余鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道的分形維數(shù)均小于1.45,且鄉(xiāng)鎮(zhèn)間的分形維數(shù)跨度小、較為集中。

表2 研究區(qū)2000年、2014年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地景觀類型分形維數(shù)

2000—2014年赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)耕地的空間結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性指數(shù)整體呈上升趨勢(表3),但兩河口鎮(zhèn)、寶源鄉(xiāng)、石堡鄉(xiāng)例外,兩河口鎮(zhèn)和寶源鄉(xiāng)水田的穩(wěn)定性指數(shù)較2000年有所下降,石堡鄉(xiāng)旱地的穩(wěn)定性指數(shù)較2000年有所下降。整體來看,2000年水田的穩(wěn)定性指數(shù)大于旱地的穩(wěn)定性指數(shù),但2014年旱地的穩(wěn)定性指數(shù)普遍大于水田的穩(wěn)定性指數(shù),說明水田空間穩(wěn)定性隨著時間的推移變得越來越不穩(wěn)定,而旱地穩(wěn)定性則逐漸增強。

表3 研究區(qū)2000年、2014年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地穩(wěn)定性指數(shù)

2.3 耕地景觀生態(tài)安全狀況

赤水市耕地景觀格局指數(shù)整體呈現(xiàn)下降趨勢(表4、表5),2000年研究區(qū)旱地景觀平均生態(tài)安全指數(shù)為 0.767,2014年下降到0.695,水田景觀平均生態(tài)安全指數(shù)由2000年的0.822下降到2014年的0.743,表明研究區(qū)旱地和水田景觀生態(tài)安全性持續(xù)下降。

表4 2000年研究區(qū)各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地景觀格局指數(shù)

PX:Patch Proximity Index; PF:Patch Fragmentation; PBF:Patch Boundary Fragmentation; SHDI:Landscape Type Patch Dominance Index; DIVISION:Separation Index; LFI:Landscape Fragile Index; LSES:Landscape Ecological Security Index

隨著城鎮(zhèn)化的發(fā)展,人類對耕地的干擾力度加大,耕地連接度指數(shù)在不斷上升(表4、表5),旱地連接度指數(shù)從2000年的0.045上升為2014的0.314,水田連接度指數(shù)從2000年的0.050上升為2014年的0.164,旱地和水田斑塊變得越來越群聚；由于破碎度指數(shù)減小,斑塊形狀也愈加規(guī)則；旱地的脆弱度指數(shù)從2000年的0.224增加到2014的0.235,整體脆弱性增加,旱地的管理難度在逐漸加大。而水田的脆弱度指數(shù)從2000年的0.235下降到0.228,脆弱性降低,水田景觀抵抗干擾能力變得越來越強。

表5 2014年研究區(qū)各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地景觀格局指數(shù)

通過對計算結(jié)果進行分級,得出耕地景觀生態(tài)安全分區(qū)圖(圖2),可看出赤水市17個鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地景觀安全狀況差異特征顯著：2000年時旱地景觀生態(tài)安全Ⅰ級(危險)區(qū)位于赤水北部的旺隆鎮(zhèn),Ⅱ級(相對安全)區(qū)主要位于東南部地區(qū)的長期鎮(zhèn)、葫市鎮(zhèn)、元厚鎮(zhèn),Ⅲ級(安全)區(qū)主要位于西部地區(qū)的文華辦、市中辦、金華辦、大同鎮(zhèn)、寶源鄉(xiāng)、兩河口鎮(zhèn)、丙安古鎮(zhèn)；2014年旱地景觀Ⅰ級區(qū)范圍增加了天臺鎮(zhèn)、葫市鎮(zhèn)、元厚鎮(zhèn)、官渡鎮(zhèn),主要分布在赤水東部地區(qū),Ⅱ級區(qū)較2000年變?yōu)榱舜笸?zhèn)、復興鎮(zhèn)、兩河口鎮(zhèn),Ⅲ級區(qū)移動到了中部,包括丙安古鎮(zhèn)、旺隆鎮(zhèn)、白云鄉(xiāng)、長沙鎮(zhèn)、長期鎮(zhèn)。水田景觀生態(tài)安全狀況在2000年只有2個分區(qū),且分布較為集中,Ⅱ級區(qū)位于赤水東部,包括長期鎮(zhèn)、官渡鎮(zhèn)、葫市鎮(zhèn)、元厚鎮(zhèn)4個鄉(xiāng)鎮(zhèn),其余的13個鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道都屬于Ⅲ級區(qū)；但到2014年時水田景觀生態(tài)安全狀況為3個分區(qū),Ⅰ級區(qū)為旺隆鎮(zhèn)和葫市鎮(zhèn),Ⅱ級區(qū)分布較為分散,主要包括官渡鎮(zhèn)、元厚鎮(zhèn)、大同鎮(zhèn)、復興鎮(zhèn),Ⅲ級區(qū)在2000年的基礎上減少了旺隆鎮(zhèn)、復興鎮(zhèn)、大同鎮(zhèn),增加了長期鎮(zhèn)。

因此,2000—2014年赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道旱地、水田景觀生態(tài)安全格局變化的主要特征為：危險區(qū)格局變化較為顯著,其范圍由中部地區(qū)向東南部地區(qū)擴張,由相對安全區(qū)轉(zhuǎn)變而來；相對安全區(qū)格局變化較為分散,主要表現(xiàn)為安全區(qū)向相對安全區(qū)過渡；安全區(qū)的規(guī)模不斷壓縮,由西南部地區(qū)向東南部地區(qū)減少,向東北部推進。

2.4 耕地景觀生態(tài)安全重心移動

由旱地、水田景觀生態(tài)安全重心坐標生成的重心轉(zhuǎn)移圖(圖3)得其重心轉(zhuǎn)移特征(表6),2000—2014年赤水市旱地和水田的景觀生態(tài)安全重心都向著西北方向轉(zhuǎn)移,但旱地景觀生態(tài)安全重心的經(jīng)緯度變化幅度比水田的重心變化幅度大,旱地景觀生態(tài)安全重心移動距離明顯比水田景觀生態(tài)重心移動距離大。2000—2014年旱地景觀生態(tài)重心向西北方向移動了219.335km,由旺隆鎮(zhèn)的新春村以129.341°朝向移動到天臺鎮(zhèn)的三塊村；水田景觀生態(tài)重心向西北方向移動了94.124km,在旺隆鎮(zhèn)新春村界內(nèi)以135.096°朝向進行移動。

圖3 2000—2014年研究區(qū)耕地景觀生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移軌跡Fig.3 Gravity center transferring map of landscape ecological security in study area during 2000 to 2014

地類Landtype經(jīng)度變化Variationoflongitude緯度變化Variationoflatitude移動角度Mobileangle移動方向Directionofmotion移動距離Movementdistance旱地Dryland1.527-1.251129.341西北方219.335水田Paddyfield0.598-0.600135.096西北方94.124

2.5 驅(qū)動因素分析

近15年來赤水市耕地景觀的變化受到自然、經(jīng)濟、人口、政治、文化、生產(chǎn)技術(shù)等因素的影響,為探尋影響耕地景觀變化及重心轉(zhuǎn)移的主要驅(qū)動因子,考慮到內(nèi)部自然驅(qū)動和外部人為干擾因素對耕地景觀生態(tài)安全格局的影響作用,在搜集和查閱國內(nèi)外相關研究的基礎上,依照科學性、系統(tǒng)性、代表性、可獲取性和可度量性原則,結(jié)合研究區(qū)域的地域特征,從赤水市統(tǒng)計年鑒和國民經(jīng)濟和社會發(fā)展統(tǒng)計公報等統(tǒng)計資料中,選取人口密度(X1)、農(nóng)業(yè)人口比重(X2)、區(qū)域建設用地比例(X3)、糧食產(chǎn)量(X4)、單位耕地化肥施用量(X5)、耕地面積(X6)、農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值(X7)、農(nóng)民人均可支配收入(X8)、農(nóng)作物播種面積(X9)、農(nóng)村從業(yè)人數(shù)(X10)共10個指標,與耕地景觀生態(tài)安全指數(shù)變化進行灰色關聯(lián)分析,探索耕地景觀演化及生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移的驅(qū)動因素。

將2000年和2014年各個鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道10個統(tǒng)計指標的變化數(shù)據(jù)作為比較序列(表7)；將2000年和2014年研究區(qū)耕地景觀生態(tài)安全指數(shù)變化量作為系統(tǒng)行為特征的參考序列,通過計算灰色關聯(lián)系數(shù),得到赤水市耕地景觀生態(tài)安全指數(shù)變化與驅(qū)動因子之間的關聯(lián)系數(shù)矩陣(表8、表9),在此基礎上對關聯(lián)系數(shù)序列進行從大到小排序,依此確定各土地利用類型的主要驅(qū)動因素。

研究區(qū)2000—2014年旱地景觀生態(tài)安全演變及重心轉(zhuǎn)移的關聯(lián)系數(shù)大小排序(表8)為：農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值(2.111)>糧食產(chǎn)量(2.096)>農(nóng)作物播種面積(2.048)>農(nóng)業(yè)人口比重(1.990)>耕地面積(1.933)>農(nóng)村從業(yè)人數(shù)(1.884)>農(nóng)民人均可支配收入(1.878)>區(qū)域建設用地比例(1.740)>單位耕地化肥施用量(1.614)>人口密度(1.604)。

表7 2000—2014年赤水市各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道統(tǒng)計指標變化量

表8 2000—2014年研究區(qū)旱地景觀各比較序列與參考序列間的關聯(lián)系數(shù)表

ε1(k)、ε2(k)、ε3(k)、ε4(k)、ε5(k)、ε6(k)、ε7(k)、ε8(k)、ε9(k)、ε10(k)分別表示人口密度變化量、農(nóng)業(yè)人口比重變化量、區(qū)域建設用地比例變化量、糧食產(chǎn)量變化量、單位耕地化肥施用量變化量、耕地面積變化量、農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值變化量、農(nóng)民人均可支配收入變化量、農(nóng)作物播種面積變化量、農(nóng)村從業(yè)人數(shù)變化量與各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道旱地景觀生態(tài)安全指數(shù)變化量間的關聯(lián)系數(shù)

研究區(qū)2000—2014年水田景觀生態(tài)安全演變及重心轉(zhuǎn)移的關聯(lián)系數(shù)大小排序(表9)為：糧食產(chǎn)量(1.920)>單位耕地化肥施用量(1.903)>人口密度(1.895)>農(nóng)民人均可支配收入(1.855)>農(nóng)作物播種面積(1.842)>農(nóng)村從業(yè)人數(shù)(1.801)>農(nóng)業(yè)人口比重(1.759)>耕地面積(1.723)>農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值(1.673)>區(qū)域建設用地比例(1.489)。

ε1(k)、ε2(k)、ε3(k)、ε4(k)、ε5(k)、ε6(k)、ε7(k)、ε8(k)、ε9(k)、ε10(k)分別表示10個指標變化量與各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道水田景觀生態(tài)安全指數(shù)變化量間的關聯(lián)系數(shù)

在系統(tǒng)發(fā)展過程中,若兩個因素變化的態(tài)勢具有一致性,即同步變化程度較高,則二者關聯(lián)程度較高[41- 42]。從表7統(tǒng)計指標15年變化量和表8、表9關聯(lián)度排序結(jié)果可看出,在旱地景觀生態(tài)安全狀況上,2000—2014年間官渡鎮(zhèn)由安全態(tài)變?yōu)槲ｋU態(tài)、長期鎮(zhèn)由相對安全態(tài)變?yōu)榘踩珣B(tài)、旺隆鎮(zhèn)由危險態(tài)變?yōu)榘踩珣B(tài),三者的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)總值變化量分別為25998萬元、18471萬元、18158萬元,變化量排一至三位,較其他地區(qū)大；官渡鎮(zhèn)、長期鎮(zhèn)糧食產(chǎn)量變化量分別為2497000、2281000kg,變化量排第二、第三；天臺鎮(zhèn)由相對安全態(tài)變?yōu)槲ｋU態(tài),大同鎮(zhèn)由安全態(tài)變?yōu)橄鄬Π踩珣B(tài),其農(nóng)作物播種面積變化量分別為969.5、941.6hm2,變化量排第二、第三。在水田景觀生態(tài)安全上,15年間長期鎮(zhèn)由相對安全態(tài)變?yōu)榘踩珣B(tài),大同鎮(zhèn)有安全態(tài)變?yōu)橄鄬Π踩珣B(tài),二者的糧食產(chǎn)量變化量分別為2281000、-2083000kg；復興鎮(zhèn)由安全態(tài)變?yōu)橄鄬Π踩珣B(tài),葫市鎮(zhèn)由相對安全態(tài)變?yōu)槲ｋU態(tài),其單位化肥施用量變化量分別為-4630、-4590kg/hm2；旺隆鎮(zhèn)由安全態(tài)變?yōu)槲ｋU態(tài),其人口密度變化量為9.799人/km2。上述結(jié)果說明,采用灰色關聯(lián)法得出旱地景觀生態(tài)安全演變及重心轉(zhuǎn)移影響因素最大的是農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值,其次是糧食產(chǎn)量和農(nóng)作物播種面積,水田景觀生態(tài)安全演變及重心轉(zhuǎn)移影響因素最大的是糧食產(chǎn)量,其次是單位化肥施用量和人口密度,符合研究區(qū)實際。

3 結(jié)論與討論

本文以土地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù)、統(tǒng)計數(shù)據(jù)為基礎,選取景觀、社會經(jīng)濟等一系列指標,借助ArcGIS 10.2、Fragstats 4.2、SPSS 19.0軟件平臺,在詳細探討近15年喀斯特山區(qū)縣域耕地景觀生態(tài)安全演變過程的基礎上,進一步分析耕地景觀生態(tài)安全演變方向及重心轉(zhuǎn)移的驅(qū)動因素,可得到如下結(jié)論：

(1)在耕地景觀斑塊演化和空間配置特征方面,研究區(qū)15年間旱地和水田斑塊密度下降,斑塊形狀指數(shù)上升,破碎度降低,空間分布逐漸均勻,但其斑塊形狀卻越來越不規(guī)則。各鄉(xiāng)鎮(zhèn)及街道耕地的分形維數(shù)在整體上都有所下降,2000年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)間旱地與水田的分形維數(shù)跨度較大、不集中,2014年各鄉(xiāng)鎮(zhèn)間的分形維數(shù)跨度小、較為集中。15年間各鄉(xiāng)鎮(zhèn)耕地的空間結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性指數(shù)整體呈上升趨勢,2014年時旱地的穩(wěn)定性指數(shù)普遍大于水田的穩(wěn)定性指數(shù)。

(2)在耕地景觀生態(tài)安全狀況上,研究區(qū)旱地和水田景觀生態(tài)安全性不斷降低。空間上,15年間旱地景觀生態(tài)安全Ⅰ級(危險)區(qū)向東南部地區(qū)擴張,Ⅲ級(安全)區(qū)向Ⅱ級(相對安全)區(qū)轉(zhuǎn)變,Ⅱ級區(qū)向Ⅰ級區(qū)轉(zhuǎn)變；水田景觀生態(tài)安全Ⅱ級區(qū)由集中向發(fā)散分布,Ⅲ級區(qū)向Ⅱ級區(qū)、Ⅰ級區(qū)轉(zhuǎn)變。數(shù)量上,旱地景觀從1個危險態(tài)、5個相對安全態(tài)、11個安全態(tài)變?yōu)榱?個危險態(tài)、3個相對安全態(tài)、10個安全態(tài)；水田景觀從0個危險態(tài)、4個相對安全態(tài)、13個安全態(tài)變?yōu)?個危險態(tài)、4個相對安全態(tài)、11個安全態(tài),旱地和水田景觀的生態(tài)安全不容樂觀,危險區(qū)規(guī)模不斷擴大,安全區(qū)規(guī)模不斷縮小。旱地和水田的景觀生態(tài)安全重心都向西北方向移動。

(3)通過灰色關聯(lián)分析方法,得出影響研究區(qū)旱地和水田景觀生態(tài)安全演變及重心轉(zhuǎn)移的驅(qū)動因素不一致,旱地影響最大是農(nóng)業(yè)總產(chǎn)值,其次是糧食產(chǎn)量和農(nóng)作物播種面積；水田影響最大是糧食產(chǎn)量,其次是單位化肥施用量和人口密度。

本文以耕地景觀生態(tài)安全評價模型、生態(tài)安全重心轉(zhuǎn)移來考量喀斯特山區(qū)縣域耕地景觀生態(tài)安全,能夠較全面地反映縣域耕地景觀的時空布局特征和生態(tài)演化方向；利用灰色關聯(lián)法分析演變驅(qū)動因素,深入揭示了耕地景觀生態(tài)安全演變機制；其結(jié)果符合研究區(qū)實際,采用此類方法研究喀斯特山區(qū)縣域耕地景觀生態(tài)安全是可行的。但由于受數(shù)據(jù)可獲取性的影響,基礎數(shù)據(jù)庫比例過小,驅(qū)動因素指標等不夠全面,今后需在大比例尺、高精度方面加強研究。

[1] 趙宏波, 馬延吉. 基于變權(quán)-物元分析模型的老工業(yè)基地區(qū)域生態(tài)安全動態(tài)預警研究——以吉林省為例. 生態(tài)學報, 2014, 34(16): 4720-4733.

[2] 宮繼萍, 石培基, 魏偉. 基于BP人工神經(jīng)網(wǎng)絡的區(qū)域生態(tài)安全預警——以甘肅省為例. 干旱地區(qū)農(nóng)業(yè)研究, 2012, 30(1): 211-216, 223-223.

[3] 龍濤, 劉學錄, 黃萬狀. 基于系統(tǒng)耦合的區(qū)域生態(tài)安全格局構(gòu)建——以酒泉市肅州區(qū)為例. 中國農(nóng)學通報, 2015, 31(5): 132-138.

[4] 邵佳, 冷志明. 武陵山片區(qū)區(qū)域生態(tài)安全測度與評價. 經(jīng)濟地理, 2016, 36(10): 166-171.

[5] 王雪, 楊慶媛, 何春燕, 侯培. 基于P-S-R模型的生態(tài)涵養(yǎng)發(fā)展型區(qū)域土地生態(tài)安全評價——以重慶市豐都縣為例. 水土保持研究, 2014, 21(3): 169-175.

[6] 歐定華, 夏建國, 歐曉芳. 基于GIS和RBF的城郊區(qū)生態(tài)安全評價及變化趨勢預測——以成都市龍泉驛區(qū)為例. 地理與地理信息科學, 2017, 33(1): 49-58.

[7] 潘竟虎, 劉曉. 疏勒河流域景觀生態(tài)風險評價與生態(tài)安全格局優(yōu)化構(gòu)建. 生態(tài)學雜志, 2016, 35(3): 791-799.

[8] 許申來, 李王鋒, 陳振華, 陳珊珊. 基于生態(tài)安全的北京房山山區(qū)多目標生態(tài)修復與重建. 中國土地科學, 2011, 25(10): 82-88.

[9] 閆玉玉, 曹宇, 譚永忠. 基于景觀安全格局的縣域生態(tài)用地保護研究——以浙江省青田縣為例. 中國土地科學, 2016, 30(11): 78-85.

[10] Fjellstad W, Dramstad W. Landscape monitoring as a tool in improving environmental security // Petrosillo I, Müller F, Jones K B, Zurlini G, Krauze K, Victorov S, Li B L, Kepner W G, eds. Use of Landscape Sciences for the Assessment of Environmental Security. Dordrecht: Springer, 2008: 131-141.

[11] Gartaula H, Patel K, Johnson D, Devkota R, Khadka K, Chaudhary P. From food security to food wellbeing: examining food security through the lens of food wellbeing in Nepal’s rapidly changing agrarian landscape. Agriculture and Human Values, 2016, doi: 10.1007/s10460-016-9740-1.

[12] Jeffery L R. Ecological restoration in a cultural landscape: conservationist and Chagossian approaches to controlling the ‘coconut chaos’ on the Chagos Archipelago. Human Ecology, 2014, 42(6): 999-1006.

[13] Liu Y H, Zhao G S, Yu Z R. Developing integrated methods for biological conservation and sustainable production in agricultural landscapes // Hong S K, Bogaert J, Min Q W, eds. Biocultural Landscapes. Netherlands: Springer, 2014: 45-67.

[14] 楊斌, 王金生. 基于GIS的丘陵區(qū)耕地景觀格局時空演變特征分析. 測繪工程, 2014, 23(9): 1-4, 8-8.

[15] 劉曉娜, 李憲海, 孫丹峰, 李紅, 張微微, 周連第. SPOT5遙感影像城郊耕地景觀提取與廊道立地分析. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2011, 27(4): 317-323.

[16] 王成, 袁敏, 魏朝富, 李陽兵, 蔣偉. 淺丘帶壩區(qū)不同坡度下耕地景觀格局分析. 生態(tài)學雜志, 2007, 26(9): 1424-1431.

[17] 潘濤. 水田擴張中三江平原北部耕地景觀演化規(guī)律及驅(qū)動因素分析[D]. 哈爾濱: 東北農(nóng)業(yè)大學, 2015.

[18] 臺曉麗, 肖武, 張建勇, 呂雪嬌, 丁晴. 基于景觀指數(shù)的巢湖流域各縣區(qū)耕地細碎化研究. 水土保持研究, 2016, 23(4): 94-98.

[19] 徐輝, 雷國平, 崔登攀, 趙宏波. 耕地生態(tài)安全評價研究——以黑龍江省寧安市為例. 水土保持研究, 2011, 18(6): 180-184, 189-189.

[20] 王千, 金曉斌, 周寅康. 河北省耕地生態(tài)安全及空間聚集格局. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2011, 27(8): 338-344.

[21] 裴歡, 魏勇, 王曉妍, 覃志豪, 侯春良. 耕地景觀生態(tài)安全評價方法及其應用. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2014, 30(9): 212-219.

[22] 于瀟, 吳克寧, 鄖文聚, 魏洪斌, 劉玲, 宋英赫, 高星. 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. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2016, 32(8): 253-259.

[23] 韓會慶, 蔡廣鵬, 張鳳太, 郜紅娟, 朱建. 基于GIS的喀斯特地區(qū)耕地質(zhì)量評價——以貴州省綏陽縣為例. 水土保持研究, 2011, 18(6): 129-131, 135-135.

[24] 趙亮, 韋學成, 黃國椅, 蒙凌璘, 朱利泉. 喀斯特地貌區(qū)耕地地力評價與分級. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2013, 29(8): 232-241.

[25] 何騰兵, 金蕾, 鄧冬冬. 喀斯特山區(qū)縣域耕地占補平衡預警. 農(nóng)業(yè)工程學報, 2012, 28(1): 238-243.

[26] 張笑楠, 王克林, 張偉, 陳洪松, 何尋陽. 桂西北喀斯特區(qū)域生態(tài)環(huán)境脆弱性. 生態(tài)學報, 2009, 29(2): 749-757.

[27] 赤水縣綜合農(nóng)業(yè)區(qū)劃編寫組. 赤水縣綜合農(nóng)業(yè)區(qū)劃. 貴陽: 貴州人民出版社, 1989: 1-132.

[28] 錢鳳魁, 董婷婷, 王秋兵. 低山丘陵區(qū)不同坡度級耕地景觀格局特征分析. 沈陽農(nóng)業(yè)大學學報, 2013, 44(6): 766-770.

[29] 王平, 盧珊, 楊桄, 劉湘南. 地理圖形信息分析方法及其在土地利用研究中的應用. 東北師大學報: 自然科學版, 2002, 34(1): 93-99.

[31] 郄瑞卿, 劉富民. 基于分形理論的土地利用景觀格局變化研究——以鎮(zhèn)賚縣鎮(zhèn)賚鎮(zhèn)為例. 水土保持研究, 2013, 20(2): 217-222.

[32] 楊青生, 喬紀綱, 艾彬. 快速城市化地區(qū)景觀生態(tài)安全時空演化過程分析——以東莞市為例. 生態(tài)學報, 2013, 33(4): 1230-1239.

[33] 傅伯杰, 陳利頂, 馬克明, 王仰麟. 景觀生態(tài)學原理及應用. 北京: 科學出版社, 2001.

[34] 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. 生態(tài)學報, 2010, 30(21): 5894-5903.

[35] 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)動機制. 生態(tài)學報, 2011, 31(20): 5903-5909.

[36] 牛海鵬. 基于生態(tài)位理論的耕地數(shù)量變化及其驅(qū)動力研究——以焦作市為例[D]. 焦作: 河南理工大學, 2005.

[37] 吳小節(jié), 楊書燕, 汪秀瓊. 中國生態(tài)文明重心轉(zhuǎn)移的特征及影響因素. 城市問題, 2016, (5): 27-34.