李素萃 趙艷玲 肖 武 張禾裕

(1.中國礦業(yè)大學(xué)(北京)地球科學(xué)與測(cè)繪工程學(xué)院， 北京 100083； 2.浙江大學(xué)公共管理學(xué)院， 杭州 310058；3.浙江大學(xué)土地與國家發(fā)展研究院， 杭州 310058； 4.湖南恒業(yè)騰飛房地產(chǎn)土地資產(chǎn)評(píng)估有限公司， 長沙 410015)

0 引言

快速的城鎮(zhèn)化進(jìn)程和不合理的土地利用激化了人地矛盾和生態(tài)環(huán)境的負(fù)效應(yīng)[1]，1978—2016年中國年均城鎮(zhèn)化增長率為1.01%，耕地非農(nóng)化與農(nóng)村空心化等不合理的土地利用引發(fā)了植被覆蓋度降低、生物多樣性減少、景觀破碎度加劇及生態(tài)環(huán)境的惡化。景觀生態(tài)質(zhì)量是衡量生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)環(huán)境及穩(wěn)定性的重要因素，研究其時(shí)空演化特征有助于資源的優(yōu)化配置、區(qū)域的生態(tài)平衡及社會(huì)經(jīng)濟(jì)的協(xié)調(diào)發(fā)展[2]。

當(dāng)前國外關(guān)注景觀生態(tài)學(xué)理論[3]規(guī)劃質(zhì)量的提升[4]、生態(tài)質(zhì)量與景觀特征間的權(quán)衡[5]、景觀生態(tài)空間概念對(duì)生境質(zhì)量和數(shù)量的影響[6]、景觀視覺質(zhì)量與生物多樣性[7]、城市景觀質(zhì)量指數(shù)[8]及生態(tài)景觀質(zhì)量綜合指數(shù)構(gòu)建[9]等方面。而國內(nèi)景觀質(zhì)量主要從景觀生態(tài)學(xué)和形式美學(xué)選取指標(biāo)構(gòu)建景觀質(zhì)量評(píng)價(jià)模型，常采用層次分析法(Analysis of hierarchy process，AHP)和美景度評(píng)價(jià)法獲取礦區(qū)沉陷地復(fù)田[10]、綠地植物[11]、風(fēng)景游憩森林[12]、濕地公園[13]與郊野公園[14]等景觀的評(píng)價(jià)結(jié)果。生態(tài)質(zhì)量則選擇地形地貌、植被氣候、土地利用、水文地質(zhì)等構(gòu)建生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)或模型[15]對(duì)城市群、自然保護(hù)區(qū)和生態(tài)脆弱區(qū)等采用主成分分析、AHP、熵值和變異系數(shù)等單一或組合賦權(quán)分析其評(píng)價(jià)結(jié)果及時(shí)空差異。當(dāng)前景觀生態(tài)質(zhì)量常采用景觀格局指數(shù)或生態(tài)要素等方法對(duì)生態(tài)敏感或脆弱區(qū)開展景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)[16]、空間格局及時(shí)空演變特征[17-19]等研究，研究尺度以省或市域?yàn)橹鳎黄渲饕獜姆€(wěn)定性和干擾度方面選擇指標(biāo)構(gòu)建評(píng)價(jià)體系，通過綜合指數(shù)法研究景觀生態(tài)質(zhì)量變化，研究對(duì)象多為土地復(fù)墾礦區(qū)[18]與都市郊區(qū)[2]等。而基于景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量兩視角綜合構(gòu)建評(píng)價(jià)體系及細(xì)化至村鎮(zhèn)尺度的區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量的研究目前尚少。景觀生態(tài)系統(tǒng)是在自然狀態(tài)下受外來干擾和自身調(diào)節(jié)的雙重作用下演替發(fā)展的具有特定結(jié)構(gòu)、功能與特征的土地鑲嵌體，其因系統(tǒng)穩(wěn)定和受干擾程度的影響而變化[18]。景觀生態(tài)質(zhì)量是景觀生態(tài)系統(tǒng)維持自身結(jié)構(gòu)與功能穩(wěn)定性和抗外來干擾的能力[2,18]，以往研究側(cè)重于穩(wěn)定性和受干擾程度的視角，而本文研究側(cè)重于景觀生態(tài)系統(tǒng)的景觀屬性和生態(tài)屬性，認(rèn)為景觀生態(tài)質(zhì)量是景觀生態(tài)系統(tǒng)的景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量的綜合指數(shù)；其中景觀質(zhì)量是以景觀生態(tài)學(xué)和景觀類型為切入點(diǎn)，從景觀尺度衡量景觀生態(tài)系統(tǒng)中景觀組分的穩(wěn)定性和受干擾程度；生態(tài)質(zhì)量是以生態(tài)環(huán)境特征和生態(tài)問題為導(dǎo)向，衡量景觀生態(tài)系統(tǒng)中的生態(tài)要素、生態(tài)過程和生態(tài)功能的穩(wěn)定性與干擾程度。以景觀生態(tài)系統(tǒng)的景觀屬性和生態(tài)屬性為視角，將景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)目標(biāo)層因子分為景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量兩個(gè)準(zhǔn)則層；景觀質(zhì)量選用景觀指數(shù)表征景觀尺度上系統(tǒng)維持自身穩(wěn)定的能力，而生態(tài)質(zhì)量則利用遙感數(shù)據(jù)和計(jì)算模型構(gòu)建能表征當(dāng)前生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的綜合生態(tài)指標(biāo)，表征維持生態(tài)系統(tǒng)在生態(tài)過程和功能的穩(wěn)定與調(diào)節(jié)能力；這種將景觀指數(shù)和生態(tài)指標(biāo)分為不同隸屬層的計(jì)算可以較好地實(shí)現(xiàn)數(shù)據(jù)融合；通過對(duì)景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)結(jié)果的研究可為區(qū)域生態(tài)安全格局的規(guī)劃及區(qū)域生態(tài)管護(hù)策略的實(shí)施提出一定的研究基礎(chǔ)。

本文從景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量兩個(gè)方面，選取景觀干擾度、景觀連接度、景觀脆弱度、景觀優(yōu)勢(shì)度、生態(tài)適宜性、生態(tài)敏感性、生態(tài)脆弱性和生態(tài)功能性指標(biāo)構(gòu)建區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)體系；其次，采用AHP與均方差決策法混合模型確定指標(biāo)權(quán)重，基于GIS從單個(gè)指標(biāo)、等級(jí)劃分和指數(shù)差方面研究快速城鎮(zhèn)化背景下巢湖流域2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量值在村莊尺度的空間分異演變特征；最后，基于GeoDa的空間自相關(guān)分析研究其空間分異與聚集特征并提出相關(guān)生態(tài)規(guī)劃建議，以期為指導(dǎo)區(qū)域生態(tài)景觀規(guī)劃與生態(tài)管護(hù)和維護(hù)區(qū)域可持續(xù)發(fā)展提供建議。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

巢湖流域位于安徽省中部，長江流域下游左岸，東以山脈與長江下游平原為界，西鄰大別山-江淮分水嶺。地理坐標(biāo)為116°26′～118°29′E，30°56′～32°37′N，本文根據(jù)行政區(qū)域的完整性，劃定合肥市、金安區(qū)、舒城縣、巢湖市、無為縣、含山縣及和縣等14個(gè)縣區(qū)作為研究范圍，面積約為1.97萬km2。巢湖流域地貌多樣，西為大別山，沿江沿湖為平原圩區(qū)，其余是丘陵山地；研究區(qū)西南高，北部及東部低，總體漸向巢湖傾斜。氣候濕潤，年均氣溫15～16℃，年均降雨1 100 mm；土壤以黃棕壤為主。巢湖流域是全國重要的水源地和生態(tài)保護(hù)區(qū)、安徽省省會(huì)經(jīng)濟(jì)圈和皖江城市帶融合發(fā)展的核心區(qū)域。水系密布，沿湖水系33條，水資源豐富；路網(wǎng)密布，合六、合九與合寧高速、312與206國道及鐵路便捷了各縣區(qū)間的交流與運(yùn)輸能力(圖1)。土地利用類型以耕地、林地、建設(shè)用地與水域?yàn)橹鳌?/p>

1.2 數(shù)據(jù)來源及處理

研究數(shù)據(jù)有2005、2010年的土地利用與覆被、高程、坡度、土壤類型、MODIS產(chǎn)品(植被指數(shù)、植被凈初級(jí)生產(chǎn)力(Net primary production，NPP)及蒸散數(shù)據(jù)(Evapotranspiration，ET))、河流水系、行政區(qū)劃、統(tǒng)計(jì)年鑒及氣象資料等(表1)。其中對(duì)土地利用與覆被數(shù)據(jù)重分類、柵格化及Fragstats 4.1中景觀指數(shù)的計(jì)算；基于MRT(Modis reprojection tool)和Python語言對(duì)MODIS產(chǎn)品(MOD13Q1、MOD17A3H和MOD16A2數(shù)據(jù)集)的數(shù)據(jù)批量鑲嵌、投影及信息提??；采用薄板樣條函數(shù)插值法空間化降雨數(shù)據(jù)，基于GIS軟件測(cè)算年降雨量和降雨侵蝕力因子。研究數(shù)據(jù)投影信息統(tǒng)一為WGS_1984_UTM_ZONE_50N，歸一化后重采樣為30 m。

圖1 研究區(qū)概況Fig.1 Overview of study area

1.3 研究方法

1.3.1景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)方法

(1)評(píng)價(jià)體系構(gòu)建

表1 研究數(shù)據(jù)的類型、用途及來源Tab.1 Types, uses and sources of study data

表2 景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)體系及權(quán)重Tab.2 Landscape ecological quality evaluation index system and weight

(2)評(píng)價(jià)指標(biāo)及計(jì)算方法

景觀干擾度可衡量生態(tài)系統(tǒng)受到自然或人為干擾后的破碎、空間離散及形態(tài)變化程度[20]。景觀連接度指促進(jìn)或阻礙生物體或某種生態(tài)過程在源斑塊間物質(zhì)能量信息與生態(tài)流的流通功能[21]，衡量景觀生態(tài)系統(tǒng)維持連通各組分的能力。景觀脆弱度為景觀類型抵御干擾和應(yīng)對(duì)變化的敏感程度[22]，其值越大則抗干擾能力越弱。景觀優(yōu)勢(shì)度為綜合分析景觀多樣性和均勻度指數(shù)測(cè)算斑塊在景觀中的支配程度[23]。生態(tài)適宜性為區(qū)域土地生態(tài)與開發(fā)利用條件，其采用綜合降雨、地表徑流和蒸散的水量平衡模型[24-25]測(cè)算的水源涵養(yǎng)表示。生態(tài)敏感性利用土壤侵蝕[26]表征生態(tài)過程對(duì)環(huán)境變化的響應(yīng)程度，反映地形氣候、人為、植被及本底因素的影響。生態(tài)脆弱性為生態(tài)源對(duì)干擾的敏感反應(yīng)和恢復(fù)能力，采用CASA模型[27]量化區(qū)域固碳釋氧能力，定量反映生態(tài)系統(tǒng)的調(diào)節(jié)能力。生態(tài)功能性為生態(tài)過程中形成的維持人類生存的自然環(huán)境條件和服務(wù)價(jià)值；以謝高地等[28]改進(jìn)的價(jià)值當(dāng)量表測(cè)算得生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值(Ecosystem service value，ESV)來表示，并以水田與旱地占耕地比重修正稻谷和小麥的價(jià)格而獲得研究區(qū)的糧食價(jià)格。計(jì)算方法見表3。其中8個(gè)指標(biāo)的算法和賦值是在前人研究基礎(chǔ)上，綜合考慮區(qū)域地形地貌、土壤類型、土地利用類型、降雨量、糧食產(chǎn)量與價(jià)格等社會(huì)經(jīng)濟(jì)因素等情況，對(duì)脆弱性賦值、持水系數(shù)及生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值等系數(shù)進(jìn)行修正，從而更好地反映區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量狀況。

其中，景觀破碎度、分離度、分維數(shù)、連接度、多樣性和均勻度等景觀指數(shù)均用100 m×100 m移動(dòng)窗口法在Fragstats 4.1中獲?。簧鷳B(tài)質(zhì)量指標(biāo)利用GIS、ENVI和MRT軟件處理。以GIS區(qū)域統(tǒng)計(jì)獲取各村莊的評(píng)價(jià)指標(biāo)均值。

(3)評(píng)價(jià)指標(biāo)權(quán)重的確定

判斷指標(biāo)對(duì)改善區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量的正負(fù)作用，采用極差標(biāo)準(zhǔn)化法消除指標(biāo)間量綱影響。AHP是較主觀的定性與定量結(jié)合的比例對(duì)比構(gòu)權(quán)法，均方差決策法是基于元數(shù)據(jù)的變異信息構(gòu)權(quán)；故采用AHP與均方差決策法的混合構(gòu)權(quán)模型可避免權(quán)重確定的機(jī)械性，可體現(xiàn)指標(biāo)間重要程度的主觀認(rèn)知，亦能客觀反映元數(shù)據(jù)的作用強(qiáng)度[29]。利用AHP與均方差決策法的混合模型確定權(quán)重，計(jì)算方法為

(1)

(2)

(3)

(4)

式中u——總期數(shù)

β、γ——評(píng)價(jià)指標(biāo)j的AHP和均方差決策法的權(quán)重系數(shù)

σ(Xj)——評(píng)價(jià)指標(biāo)j的均方差

Xij——評(píng)價(jià)指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化值

m——評(píng)價(jià)指標(biāo)數(shù)量

n——評(píng)價(jià)單元i數(shù)量

本文確定權(quán)重混合模型中AHP與均方差決策法各占0.5(表2)。評(píng)價(jià)單元為村。

(4)評(píng)價(jià)模型構(gòu)建

利用綜合指數(shù)評(píng)價(jià)模型計(jì)算景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)

(5)

1.3.2空間統(tǒng)計(jì)分析方法

空間自相關(guān)可衡量空間位置要素觀測(cè)值與其周邊空間位置要素觀測(cè)值間的關(guān)聯(lián)度[30]。全局空間自相關(guān)用Moran’sI表征整個(gè)區(qū)域空間上是否存在聚集特性；而局部空間自相關(guān)可用局部Moran’sI統(tǒng)計(jì)量LISA和散點(diǎn)圖表示區(qū)域與周邊區(qū)域各單元間的空間關(guān)聯(lián)與差異程度，表征局部小區(qū)域單元上某變量值的空間異質(zhì)性，評(píng)估其集聚的空間位置與范圍[2,31]。本文利用GeoDa的全局和局部空間自相關(guān)，旨在研究巢湖流域各村莊景觀生態(tài)質(zhì)量的空間差異與聚集特征，揭示2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量空間變化特征，計(jì)算式為

表3 評(píng)價(jià)指標(biāo)的計(jì)算方法及說明Tab.3 Calculation method and description of evaluation indicators

(6)

(7)

(8)

式中N——區(qū)域空間單元數(shù)

Yi、Yv——區(qū)域i和v的變量屬性值

I——全局Moran指數(shù)，小于0負(fù)相關(guān)，等于0不相關(guān)，大于0正相關(guān)

Ii——局部Moran指數(shù)

當(dāng)Ii≥E(Ii)時(shí)，表明第i個(gè)空間單元周圍有相似屬性值的空間集聚現(xiàn)象，即空間正相關(guān)；當(dāng)Ii

2 結(jié)果與分析

2.1 景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)

圖2 2005年和2010年景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)空間分布Fig.2 Spatial distribution maps of landscape ecological quality assessment indicators in 2005 and 2010

分析2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)分布(圖2)，景觀干擾度呈西北高于東南、西部高于東部、北部高于南部的空間分布；高值區(qū)主要分布在研究區(qū)西、西北和北部，低值區(qū)主要位于巢湖和長江沿線；較2005年，2010年景觀干擾度的低值區(qū)擴(kuò)張主要出現(xiàn)在合肥市城區(qū)、廬江縣西南部；而高值區(qū)擴(kuò)張出現(xiàn)在長豐縣北部及和縣的東北部。景觀連接度為西部高東部低中部最低；2000年景觀連接度高值區(qū)分布在金安區(qū)西部、舒城縣中部及無為縣南部；低值區(qū)分布在長豐縣北部、廬江縣東部、巢湖及長江干流周邊；2010年景觀連接度較2005年改善區(qū)分布在金安區(qū)、肥西縣和肥東縣的北部、長豐縣中部及和縣的東北部；而退化區(qū)分布在廬江縣南部、無為縣西南部和西北部及和縣南部。景觀脆弱度高值區(qū)為湖泊河流水系區(qū)域，而低值區(qū)為合肥市與建成區(qū)、舒城縣南部及西南部等山林地區(qū)；研究區(qū)因耕地和水域占比大而整體脆弱度處于較高水平；2010年較2005年因合肥市建成區(qū)的擴(kuò)張而脆弱度低值區(qū)增加。景觀優(yōu)勢(shì)度整體為西北及北部低，南部及東南部高；低值區(qū)主要分布在金安區(qū)的中西部、舒城縣中部、合肥市建成區(qū)外圍、長豐縣的中部及北部以及無為縣東南部；高值區(qū)分布于巢湖、廬江縣和舒城縣東北部、無為縣的西北部及和縣的南部；2010年較2005年改善區(qū)有金安區(qū)北部及無為縣南部，退化區(qū)有和縣東北部、含山縣南部及無為縣東南部等。生態(tài)適宜性則呈東部、東北部及西南部高，西部、西北部及南部低；2005年生態(tài)適宜性高值區(qū)主要分布在和縣、含山縣、巢湖市、肥西縣東南部及舒城縣的南部，而高值區(qū)分布于巢湖、長江干流、合肥市建成區(qū)、肥西縣的北部；2010年較2005年的改善區(qū)有舒城縣和金安區(qū)的南部及肥西縣北部，退化區(qū)有廬江縣西北部、含山縣及和縣境內(nèi)部分地區(qū)零散分布。生態(tài)敏感性整體為低水平，高值區(qū)為地勢(shì)較高植被覆蓋較低降雨量較豐富的山地丘陵區(qū)；2010年較2005年敏感性高值區(qū)有所減少，如含山縣及金安區(qū)境內(nèi)均有改善。生態(tài)脆弱性整體呈西、西北及東部高，西南、南、中及北部低的格局；2005年生態(tài)脆弱性高值區(qū)有金安區(qū)、舒城縣西北部、合肥市建成區(qū)及無為縣東部，低值區(qū)有巢湖、長江干流及建成區(qū)；2010年較2005年脆弱值變高區(qū)域主要有和縣的中部和南部及巢湖市北部，脆弱性變低區(qū)域有金安區(qū)西南部、長豐縣北部及舒城縣西部。生態(tài)功能性整體呈西、北、西北及東南部低，西南、南、中及東北部高；其2010年較2005年改善區(qū)有長豐縣東北部，退化區(qū)主要是廬江縣南部。

圖3 2005年和2010年景觀生態(tài)質(zhì)量空間分布Fig.3 Spatial distribution maps of landscape ecological quality in 2005 and 2010

分析景觀生態(tài)質(zhì)量整體空間分布(圖3)，其以中等級(jí)為主，集中分布于研究區(qū)北部而零散分布于南部；而稍高等級(jí)分布則與之相反，2010年較2005年稍高等級(jí)在東部大多退化為中等級(jí)；高等級(jí)質(zhì)量占比最低，主要分布于西南和東北山區(qū)及巢湖中東部，2010年較2005年在研究區(qū)東部的和縣有所退化；低等級(jí)集中分布于研究區(qū)西部的金安區(qū)中西部、合肥市建成區(qū)和東南部長江水系周邊，零散分布于研究區(qū)北部。其中，2005年和2010年區(qū)域景觀質(zhì)量分別具有相同的最大值(0.83)和均值(0.59)，景觀質(zhì)量整體呈東部高于西部、南部高于北部、西北部較低、西南部高和中部巢湖最高的格局；而2010年的景觀質(zhì)量較2005年存在最小值減少和均方差變大的現(xiàn)象，其中景觀質(zhì)量改善區(qū)主要集中于金安區(qū)北部和中部、巢湖、廬江縣南部和中西部以及和縣南部地區(qū)；而退化區(qū)則聚集于舒城縣南部和西南部、長豐縣北部、肥東縣東北部、含山縣、和縣北部及無為縣北部和西南部等地區(qū)。2005年和2010年區(qū)域生態(tài)質(zhì)量整體呈西南部、東部和東北部高，而西部、西北部、東南部和南部較低的格局；而2010年的生態(tài)質(zhì)量的最小值、最大值和均值均低于2005年，研究區(qū)生態(tài)質(zhì)量整體處于下降趨勢(shì)，其中生態(tài)質(zhì)量僅在舒城縣西北部和金安區(qū)西南部交界處、肥西縣西北部和巢湖中東部地區(qū)存在較小程度的改善。

2.2 基于等級(jí)劃分的景觀生態(tài)質(zhì)量時(shí)空分異

為減小多期數(shù)據(jù)按照自然斷點(diǎn)法劃分等級(jí)中閾值區(qū)間斷點(diǎn)的差異而導(dǎo)致多期對(duì)比等級(jí)轉(zhuǎn)化分析產(chǎn)生的誤差和克服等間距劃分法忽視評(píng)價(jià)結(jié)果元數(shù)據(jù)分布特征的缺點(diǎn)，本文綜合2005年和2010年兩期景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)結(jié)果自然斷點(diǎn)法的各等級(jí)閾值區(qū)間值和數(shù)據(jù)分布特征，確定了將景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)結(jié)果按照0～0.20、0.20～0.48、0.48～0.55、0.55～0.60、0.60～0.80、0.80～1.00劃分為極低、低、中、稍高、高及極高質(zhì)量等級(jí)，對(duì)應(yīng)分值為1、2、4、6、8和10；統(tǒng)計(jì)各質(zhì)量等級(jí)間轉(zhuǎn)移規(guī)則及空間分異。因本研究景觀生態(tài)質(zhì)量值為(0.20，0.80)，故對(duì)極低與極高等級(jí)不作闡述。在景觀生態(tài)質(zhì)量變化中，浮動(dòng)上升型是“低-高、低-稍高、低-中、中-高、中-稍高、稍高-高”的等級(jí)上升情況，穩(wěn)定不變型為“低-低、中-中、稍高-稍高和高-高”等級(jí)不變情況，而浮動(dòng)下降型為“高-低、高-中、高-稍高、稍高-低、稍高-中和中-低”的等級(jí)下降情況。

2.2.1景觀生態(tài)質(zhì)量的時(shí)間變化

2005—2010年巢湖流域景觀生態(tài)質(zhì)量整體以穩(wěn)定不變型為主，因其下降程度遠(yuǎn)大于上升改善程度，使2010年整體景觀生態(tài)質(zhì)量較2005年有所退化。由表4可知，2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量整體為低與中等級(jí)增加，稍高與高等級(jí)減少的特點(diǎn)；2010年區(qū)域整體景觀質(zhì)量得分較2005年在各等級(jí)村莊數(shù)量轉(zhuǎn)移方面減少了12.30%和在各等級(jí)面積轉(zhuǎn)移方面減少了11.71%，其中以稍高等級(jí)減少為主，相應(yīng)的村莊數(shù)量和面積減少了416個(gè)和3 160.16 km2。2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量變化中，穩(wěn)定不變型的村莊數(shù)量為1 918個(gè)，占總村莊數(shù)量的63.81%，而其面積為1.29萬km2，占63.31%；浮動(dòng)下降型的村莊數(shù)量和面積占比分別為32.40%和33.89%，比浮動(dòng)上升型情況提高了28.61%和29.90%?？傮w而言，巢湖流域景觀生態(tài)質(zhì)量以穩(wěn)定不變?yōu)橹?，但景觀生態(tài)質(zhì)量下降區(qū)遠(yuǎn)大于上升區(qū)，需要引起足夠的重視。

表4 2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量等級(jí)轉(zhuǎn)移Tab.4 Level transfer of landscape ecological quality from 2005 to 2010

2.2.2景觀生態(tài)質(zhì)量的空間變化

(1)浮動(dòng)上升型

占研究區(qū)2.80%；呈西部密集、南北部零散和東部零星分布(圖4)。其中“低-中”和“中-稍高”的村莊數(shù)量和面積為(98個(gè)，475.04 km2)，而占比最大，集中分布于研究區(qū)西部的金安區(qū)的中東部，零散分布于肥西縣南部和西北部、長豐縣南部及合肥市郊區(qū)?！暗?高、低-稍高和中-高”占比最小，其村莊數(shù)量和面積為(5個(gè)，2.03 km2)；面積最大為研究區(qū)北部的李集村(1.38 km2)。該區(qū)水資源充足，地勢(shì)平坦，生態(tài)保護(hù)意識(shí)增強(qiáng)，2010年較2005年景觀連接度與優(yōu)勢(shì)度和生態(tài)適宜性有所提升。

圖4 2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量等級(jí)轉(zhuǎn)移空間圖Fig.4 Level transfer map of landscape ecological quality from 2005 to 2010

(2)穩(wěn)定不變型

占研究區(qū)63.31%，均勻分布于巢湖流域。村莊數(shù)量和面積為(1 110個(gè)，7 100.14 km2)的“中-中”占比高，集中分布于研究區(qū)西與西北部及巢湖的西部，零散分布于南部和中東部；較高的耕地占比雖提升了景觀干擾度，但因景觀連接度、景觀脆弱度、生態(tài)適宜性和生態(tài)功能性的權(quán)重和大于0.5且均為中等水平而被弱化；2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量變化因等級(jí)劃分消減了其空間細(xì)微變化而使等級(jí)不變?！案?高”的村莊數(shù)量和面積為(78個(gè)，1 058.16 km2)而占比最低，主要分布于研究區(qū)西南的山地區(qū)及巢湖的中東部，這與景觀干擾度、生態(tài)敏感性和生態(tài)脆弱性低，景觀優(yōu)勢(shì)度和生態(tài)功能性高有關(guān)；植被覆蓋度高和人為干擾活動(dòng)少使2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量等級(jí)不變。

(3)浮動(dòng)下降型

占研究區(qū)33.89%，于研究區(qū)北、東及南部密集分布而西部零散分布。其中村莊數(shù)量和面積為(550個(gè)，4 012.64 km2)的“稍高-中”占比最大，集中分布于研究區(qū)的北、東北、東和南部，零散分布于西、中和西南部，該區(qū)以耕/林地和農(nóng)事活動(dòng)干擾為主，2010年較2005年景觀干擾度和生態(tài)脆弱性增強(qiáng)，景觀優(yōu)勢(shì)度、生態(tài)適宜性和生態(tài)功能性退化而使景觀生態(tài)質(zhì)量下降?！案?低、高-中和稍高-低”的跨等級(jí)轉(zhuǎn)化占比小，村莊數(shù)量和面積為(49個(gè)，200.33 km2)，零星分布于合肥市城郊區(qū)、巢湖與長江水系周邊等人為干擾活動(dòng)大的區(qū)域。

因此，2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量變化中穩(wěn)定不變型占比最大而浮動(dòng)上升型占比最小，浮動(dòng)下降型為研究區(qū)東部、南部及北部密集分布而西部零散分布，其與浮動(dòng)上升型分布相反。景觀生態(tài)質(zhì)量等級(jí)轉(zhuǎn)換以相鄰等級(jí)的轉(zhuǎn)化為主，跨等級(jí)轉(zhuǎn)化的村莊數(shù)量和面積占比僅為(1.80%，1.02%)。

2.3 基于景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)差的時(shí)空變化

為避免分期等級(jí)劃分模糊變化過程，利用Matlab編程以空間坐標(biāo)為X、Y軸，兩期景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)值之差為Z軸構(gòu)建2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量的時(shí)空變化三維曲面圖。如圖5a所示，由“藍(lán)-青-黃-紅”的顏色漸變顯示了兩期景觀生態(tài)質(zhì)量由退化變成改善。整體而言，2010年較2005年景觀生態(tài)質(zhì)量為退化區(qū)大于改善區(qū)，如Z<0的退化區(qū)面積占比為78.65%，村莊數(shù)量為2 393個(gè)；呈北部、東北部、東部及南部密集分布，西部零星分布的格局，與長江中下游平原的農(nóng)業(yè)大型機(jī)械化耕作、粗放型土地整治中硬化道路溝渠等建設(shè)用地?cái)U(kuò)張等干擾活動(dòng)的實(shí)施有關(guān)；而Z>0的改善區(qū)面積為42.23 km2，村莊數(shù)量僅占20.39%；呈西部密集、南北部零散和東部零星分布，該區(qū)雨量充沛，且景觀連接度、優(yōu)勢(shì)度及生態(tài)適宜性有所改善(圖5b)。巢湖流域研究區(qū)2005—2010年總?cè)丝谠黾恿?9.39萬人，GDP增加了76.67%，而建設(shè)用地增加了30.45%；快速城鎮(zhèn)化進(jìn)程促使人口向中心城市和城鎮(zhèn)區(qū)遷徙集中，人口的增加加劇了對(duì)城鎮(zhèn)空間資源的占用，導(dǎo)致建設(shè)用地的擴(kuò)張、優(yōu)質(zhì)耕地資源或生態(tài)用地被占用及能源消耗量的激增等，人為干擾活動(dòng)強(qiáng)度的加大威脅景觀生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性和抗干擾能力。城鎮(zhèn)區(qū)作為從外界獲取資源以維持區(qū)內(nèi)正常的生存活動(dòng)的被供養(yǎng)區(qū)，大量涌入人口的就業(yè)生存問題致使政府或企業(yè)無法在短時(shí)間內(nèi)實(shí)行產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整與低效產(chǎn)業(yè)的淘汰與改造等措施，維持以工業(yè)為主的產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)在一定程度上影響著景觀生態(tài)系統(tǒng)的質(zhì)量[32]?？焖俚某擎?zhèn)化進(jìn)程使農(nóng)村人口向城市遷移，造成農(nóng)村這種生產(chǎn)型生態(tài)系統(tǒng)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)能力的下降，空心村、農(nóng)用地的荒廢及農(nóng)村人均建設(shè)用地的超標(biāo)等問題對(duì)景觀生態(tài)系統(tǒng)的景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量均存在一定程度的負(fù)效應(yīng)。

圖5 2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量的時(shí)空變化Fig.5 Temporal and spatial variation of landscape ecological quality from 2005 to 2010

圖6 景觀生態(tài)質(zhì)量LISA圖Fig.6 LISA maps of landscape ecological quality

2.4 景觀生態(tài)質(zhì)量空間自相關(guān)分析

基于GeoDa空間自相關(guān)分析計(jì)算2005年和2010年巢湖流域景觀生態(tài)質(zhì)量的空間關(guān)聯(lián)度，如圖6所示，2005年巢湖流域景觀生態(tài)質(zhì)量在空間上呈較強(qiáng)的空間集聚性。2005年的全局Moran’sI指數(shù)為0.46，可通過5%的顯著性檢驗(yàn)，空間呈顯著正相關(guān)；2005年景觀生態(tài)質(zhì)量LISA圖以高高和低低類型為主，低高和高低聚集零散而數(shù)據(jù)較少；其中高高區(qū)位于研究區(qū)西部、西南部、南部、東南及東部沿長江水系區(qū)域，低低區(qū)位于研究區(qū)西北部、北部及合肥市及巢湖市與含山縣交界的中東部地區(qū)。2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量的空間集聚隨時(shí)間推移呈減弱趨勢(shì)。2010年的全局Moran’sI指數(shù)較2005年減少了0.11；2010年較2005年高高區(qū)和低低區(qū)數(shù)量分別減少了68和287個(gè)，空間集聚程度降低。

分析2005—2010年的空間自相關(guān)類型轉(zhuǎn)移可知：

高值集聚區(qū)(高高區(qū))：主要集中于研究區(qū)西南的舒城縣境內(nèi)呈空心環(huán)狀分布，呈外部邊緣聚集、內(nèi)部異質(zhì)性增強(qiáng)的空間格局；該區(qū)共487個(gè)村莊。因其位于生態(tài)條件好、人為干擾小和區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量高的山地或平原區(qū)，故需秉承“生態(tài)優(yōu)先、尊重自然”的原則，加強(qiáng)區(qū)域林地保護(hù)和水土流失治理。

低值集聚區(qū)(低低區(qū))：位于合肥市建成區(qū)及其周邊、長豐縣南部、肥東縣和肥西縣東北部及西部、金安區(qū)中北部及巢湖市中東部等444個(gè)村莊。在快速的城鎮(zhèn)化和工業(yè)化背景下，建設(shè)用地的擴(kuò)張與開發(fā)等人類活動(dòng)干擾強(qiáng)度的加大等使區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量相對(duì)較低；故應(yīng)嚴(yán)格控制土地開發(fā)強(qiáng)度和建設(shè)密度，加強(qiáng)綠色基礎(chǔ)設(shè)施規(guī)劃和景觀生態(tài)安全格局的優(yōu)化。

低高或高低值集聚區(qū)(低高或高低區(qū))：低高區(qū)零星分布于研究區(qū)南部，而高低區(qū)零星分布于研究區(qū)北部和中部，呈空間負(fù)相關(guān)。該區(qū)應(yīng)因地制宜地實(shí)施生態(tài)景觀規(guī)劃，淘汰低效工業(yè)用地，適度歸并農(nóng)村零散居民點(diǎn)，規(guī)劃生態(tài)綠地，設(shè)置合理生態(tài)廊道，積極引導(dǎo)景觀生態(tài)資源的合理配置，優(yōu)化用地及產(chǎn)業(yè)布局。

3 結(jié)論

(1)從景觀質(zhì)量和生態(tài)質(zhì)量視角構(gòu)建了區(qū)域景觀生態(tài)質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)體系。

(2)在快速城鎮(zhèn)化背景下，2010年整體景觀生態(tài)質(zhì)量較2005年有所退化。2005—2010年景觀生態(tài)質(zhì)量變化中穩(wěn)定不變型的占比較大，村莊數(shù)量占比和面積比均高于63.30%；浮動(dòng)下降程度在村莊數(shù)量占比和面積比方面較上升改善程度分別提高了28.61%和29.90%。景觀生態(tài)質(zhì)量等級(jí)間變化以相鄰等級(jí)的轉(zhuǎn)化為主，跨級(jí)轉(zhuǎn)化的占比小。分析2010年和2005年的景觀生態(tài)質(zhì)量指數(shù)差值，其退化面積占78.65%，密集分布于研究區(qū)北部、東北部、東部及南部。

(3)巢湖流域景觀生態(tài)質(zhì)量于2005年呈較強(qiáng)的空間集聚性，而2005—2010年其空間集聚性隨時(shí)間推移而減弱。分析高高區(qū)、低低區(qū)及低高或高低區(qū)的特征，并在生態(tài)用地保護(hù)、產(chǎn)業(yè)布局優(yōu)化、土地用途與低效工業(yè)用地管制、綠色基礎(chǔ)設(shè)施與生態(tài)廊道的規(guī)劃建設(shè)等方面提出建議，指導(dǎo)區(qū)域生態(tài)景觀規(guī)劃與生態(tài)管護(hù)。