喀斯特山區縣域耕地景觀生態安全及演變過程

彭文君, 舒英格,2,*

1 貴州大學資源與環境工程學院, 貴陽 550025 2 貴州大學農學院, 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、生態服務、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外廣大學者的高度關注。對特定區域耕地景觀生態安全進行研究,指導耕地保護,保障糧食安全刻不容緩。目前,對區域生態安全的分析主要包括動態預警[1- 2]、安全格局構建[3]、評價與預測[4- 6]等方面；在景觀生態安全研究上常圍繞生態風險評價[7]、生態修復與重建[8]、生態用地保護[9]展開；國外針對耕地景觀生態安全的研究集中在農業景觀監測及環境安全[10]、農業景觀透視食品安全[11]、耕地景觀生態恢復[12]、農業景觀生態保護[13]方面；國內學者采用3S技術從不同坡度級角度對景觀格局、演變驅動力、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；對于喀斯特地區的耕地研究側重于耕地質量[23]、耕地地力[24]、耕地占補平衡[25]層面,探討喀斯特山區耕地景觀生態安全及演變過程的研究較為薄弱。我國主要有5個脆弱生態區,其中貴州處于南方石灰巖山地脆弱生態區,是全國乃至全世界喀斯特漫衍面積最大、發育最完好的高原山區,獨特的地質環境背景加上生存型經濟發展階段不合理的土地開發方式使該區域耕地生態環境遭到破壞,土壤侵蝕退化嚴重,人地關系矛盾十分尖銳[26],其景觀生態安全格局變化及驅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域,在景觀生態學和人地關系協調理論基礎上,借助GIS、遙感軟件及技術,針對喀斯特山區縣域耕地景觀生態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個鄉鎮及街道旱地和水田景觀分布的時空演化特征、景觀生態安全狀況、重心移動軌跡以及驅動因素,旨在深入認識耕地景觀時空變化特征和耕地生態安全格局演變趨勢,為我國喀斯特山區優化耕地資源結構布局、保護耕地生態系統、最大程度可持續利用耕地資源提供一定的科學依據。

1 研究區域與研究方法

1.1 研究區概況

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3個鄉3個街道,土地總面積18.52萬hm2,總人口31.01萬人。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,河網密度達到0.7km/km2,水資源較為豐富。赤水境內土壤多為發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2014統計年鑒數據顯示,赤水市糧食播種面積3.27萬hm2、糧食總產量13.81萬t、人均糧食占有量0.445t。

圖1 研究區區域位置示意圖Fig.1 Sketch map of location of study area

1.2 數據來源

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

赤水市各鄉鎮及街道2000年和2014年的人口密度、農業人口比重、區域建設用地比例、糧食產量、單位耕地化肥施用量、耕地面積、農業總產值、農民人均可支配收入、農作物播種面積、農村從業人數等10個指標來源于2000年和2014年赤水市統計年鑒和國民經濟和社會發展統計公報等統計資料,用于探索耕地景觀演化及生態安全重心轉移的驅動因素。

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(Patch Shape Index,PSI)、斑塊分形維數(Patch Fractal Dimension,PFD)、穩定性系數(Patch Stability Factor,PSF)指標來分析喀斯特山區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 景觀生態安全評價模型

本文借鑒傳統景觀生態安全評價方法,引入生態質量指數構建喀斯特山區耕地景觀生態安全評價模型[22],該模型能較好地反映景觀結構與功能、生態系統的完整性、景觀斑塊動態與生態演替、系統對干擾的阻抗與恢復能力[32],是生態風險和生態健康的有機結合,其不受統計尺度的限制,能夠充分體現景觀生態安全的內涵,能相對真實地反映喀斯特山區縣域景觀生態系統的風險或安全狀態。表達式為：

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

(1)

式中,LSES(Landscape Ecological Security Index)為景觀生態安全指數,PX(Patch Proximity Index)為接近度指數,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)為景觀類型斑塊優勢度指數,DIVISION(Separation Index)為景觀分離度指數,LFI(Landscape Fragile Index)為景觀脆弱度指數。各景觀指數計算公式見傅伯杰、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,將結果分為3個等級區：Ⅰ級區(LSES≤0.45),Ⅱ級區(0.45

1.3.3 耕地景觀生態安全重心移動

各種物質和能量在空間上的聚散和遷移,在某一時刻會出現一個重心,重心的運動方向、速度和強度是表征某一物質在空間上變化的最好指標[35- 36]。耕地景觀生態安全重心變化是研究其生態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安全時空演變的過程和趨勢,揭示其動態變化的特征及驅動機制。因此本文引入在地理學、經濟學中常用的重心法來計算2000年和2014年研究區耕地景觀生態安全重心,重心位置用經緯度來表示,表達式為：

(2)

式中,X、Y為研究區耕地景觀生態安全重心坐標；LSESi為第i個研究區域單元的耕地景觀生態安全指數；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安全重心轉移距離和方向,引入重心轉移距離模型和移動方向模型[37]：

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

(3)

令θn-m為m到n年重心轉移的角度(-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°,順時針旋轉為負,逆時針旋轉為正。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 驅動因素分析

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

(5)

式中,εi(k)為子序列Xi的第K個元素與母序列X0的第K個元素間的關聯系數；ri為關聯度。其中ρ為分辨系數,用來消弱Δ(max)過大而使關聯系數失真的影響,人為引入此系數來提高關聯系數之間的差異顯著性,通常ρ取0.5,參數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：由于灰色關聯分析系統各數列中數據量綱不同,不便于比較或難以得到正確的結論,為了保證結果的可靠性,在進行灰色關聯度分析時,需先采用極差標準化法對數據進行無量綱處理,該方法對正向指標和逆向指標都適用,經過極差變換后,標準化指標值均在0—1之間[39]。

情況一：當樣本表現為望大特性時,

(6)

情況二：當樣本表現為望小特性時,

(7)

2 結果與分析

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狀指數(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由2000年的0.06上升到2014年的0.09,水田的斑塊形狀指數由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。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特征,引入分形維數和穩定性系數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,分形維數越大,耕地形態變得越復雜、越不規則,在空間上呈擴張態勢；反之,耕地形態變得越簡單、越規則,在空間上呈縮小態勢[40]。

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

表2 研究區2000年、2014年各鄉鎮及街道耕地景觀類型分形維數

2000—2014年赤水市各鄉鎮耕地的空間結構穩定性指數整體呈上升趨勢(表3),但兩河口鎮、寶源鄉、石堡鄉例外,兩河口鎮和寶源鄉水田的穩定性指數較2000年有所下降,石堡鄉旱地的穩定性指數較2000年有所下降。整體來看,2000年水田的穩定性指數大于旱地的穩定性指數,但2014年旱地的穩定性指數普遍大于水田的穩定性指數,說明水田空間穩定性隨著時間的推移變得越來越不穩定,而旱地穩定性則逐漸增強。

表3 研究區2000年、2014年各鄉鎮及街道耕地穩定性指數

2.3 耕地景觀生態安全狀況

赤水市耕地景觀格局指數整體呈現下降趨勢(表4、表5),2000年研究區旱地景觀平均生態安全指數為 0.767,2014年下降到0.695,水田景觀平均生態安全指數由2000年的0.822下降到2014年的0.743,表明研究區旱地和水田景觀生態安全性持續下降。

表4 2000年研究區各鄉鎮及街道耕地景觀格局指數

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

隨著城鎮化的發展,人類對耕地的干擾力度加大,耕地連接度指數在不斷上升(表4、表5),旱地連接度指數從2000年的0.045上升為2014的0.314,水田連接度指數從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；由于破碎度指數減小,斑塊形狀也愈加規則；旱地的脆弱度指數從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年研究區各鄉鎮及街道耕地景觀格局指數

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

因此,2000—2014年赤水市各鄉鎮及街道旱地、水田景觀生態安全格局變化的主要特征為：危險區格局變化較為顯著,其范圍由中部地區向東南部地區擴張,由相對安全區轉變而來；相對安全區格局變化較為分散,主要表現為安全區向相對安全區過渡；安全區的規模不斷壓縮,由西南部地區向東南部地區減少,向東北部推進。

2.4 耕地景觀生態安全重心移動

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

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

地類Landtype經度變化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 驅動因素分析

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

將2000年和2014年各個鄉鎮及街道10個統計指標的變化數據作為比較序列(表7)；將2000年和2014年研究區耕地景觀生態安全指數變化量作為系統行為特征的參考序列,通過計算灰色關聯系數,得到赤水市耕地景觀生態安全指數變化與驅動因子之間的關聯系數矩陣(表8、表9),在此基礎上對關聯系數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動因素。

研究區2000—2014年旱地景觀生態安全演變及重心轉移的關聯系數大小排序(表8)為：農業總產值(2.111)>糧食產量(2.096)>農作物播種面積(2.048)>農業人口比重(1.990)>耕地面積(1.933)>農村從業人數(1.884)>農民人均可支配收入(1.878)>區域建設用地比例(1.740)>單位耕地化肥施用量(1.614)>人口密度(1.604)。

表7 2000—2014年赤水市各鄉鎮及街道統計指標變化量

表8 2000—2014年研究區旱地景觀各比較序列與參考序列間的關聯系數表

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、農業人口比重變化量、區域建設用地比例變化量、糧食產量變化量、單位耕地化肥施用量變化量、耕地面積變化量、農業總產值變化量、農民人均可支配收入變化量、農作物播種面積變化量、農村從業人數變化量與各鄉鎮及街道旱地景觀生態安全指數變化量間的關聯系數

研究區2000—2014年水田景觀生態安全演變及重心轉移的關聯系數大小排序(表9)為：糧食產量(1.920)>單位耕地化肥施用量(1.903)>人口密度(1.895)>農民人均可支配收入(1.855)>農作物播種面積(1.842)>農村從業人數(1.801)>農業人口比重(1.759)>耕地面積(1.723)>農業總產值(1.673)>區域建設用地比例(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鎮及街道水田景觀生態安全指數變化量間的關聯系數

在系統發展過程中,若兩個因素變化的態勢具有一致性,即同步變化程度較高,則二者關聯程度較高[41- 42]。從表7統計指標15年變化量和表8、表9關聯度排序結果可看出,在旱地景觀生態安全狀況上,2000—2014年間官渡鎮由安全態變為危險態、長期鎮由相對安全態變為安全態、旺隆鎮由危險態變為安全態,三者的農業生產總值變化量分別為25998萬元、18471萬元、18158萬元,變化量排一至三位,較其他地區大；官渡鎮、長期鎮糧食產量變化量分別為2497000、2281000kg,變化量排第二、第三；天臺鎮由相對安全態變為危險態,大同鎮由安全態變為相對安全態,其農作物播種面積變化量分別為969.5、941.6hm2,變化量排第二、第三。在水田景觀生態安全上,15年間長期鎮由相對安全態變為安全態,大同鎮有安全態變為相對安全態,二者的糧食產量變化量分別為2281000、-2083000kg；復興鎮由安全態變為相對安全態,葫市鎮由相對安全態變為危險態,其單位化肥施用量變化量分別為-4630、-4590kg/hm2；旺隆鎮由安全態變為危險態,其人口密度變化量為9.799人/km2。上述結果說明,采用灰色關聯法得出旱地景觀生態安全演變及重心轉移影響因素最大的是農業總產值,其次是糧食產量和農作物播種面積,水田景觀生態安全演變及重心轉移影響因素最大的是糧食產量,其次是單位化肥施用量和人口密度,符合研究區實際。

3 結論與討論

本文以土地利用現狀數據、統計數據為基礎,選取景觀、社會經濟等一系列指標,借助ArcGIS 10.2、Fragstats 4.2、SPSS 19.0軟件平臺,在詳細探討近15年喀斯特山區縣域耕地景觀生態安全演變過程的基礎上,進一步分析耕地景觀生態安全演變方向及重心轉移的驅動因素,可得到如下結論：

(1)在耕地景觀斑塊演化和空間配置特征方面,研究區15年間旱地和水田斑塊密度下降,斑塊形狀指數上升,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則。各鄉鎮及街道耕地的分形維數在整體上都有所下降,2000年各鄉鎮間旱地與水田的分形維數跨度較大、不集中,2014年各鄉鎮間的分形維數跨度小、較為集中。15年間各鄉鎮耕地的空間結構穩定性指數整體呈上升趨勢,2014年時旱地的穩定性指數普遍大于水田的穩定性指數。

(2)在耕地景觀生態安全狀況上,研究區旱地和水田景觀生態安全性不斷降低?？臻g上,15年間旱地景觀生態安全Ⅰ級(危險)區向東南部地區擴張,Ⅲ級(安全)區向Ⅱ級(相對安全)區轉變,Ⅱ級區向Ⅰ級區轉變；水田景觀生態安全Ⅱ級區由集中向發散分布,Ⅲ級區向Ⅱ級區、Ⅰ級區轉變。數量上,旱地景觀從1個危險態、5個相對安全態、11個安全態變為了4個危險態、3個相對安全態、10個安全態；水田景觀從0個危險態、4個相對安全態、13個安全態變為2個危險態、4個相對安全態、11個安全態,旱地和水田景觀的生態安全不容樂觀,危險區規模不斷擴大,安全區規模不斷縮小。旱地和水田的景觀生態安全重心都向西北方向移動。

(3)通過灰色關聯分析方法,得出影響研究區旱地和水田景觀生態安全演變及重心轉移的驅動因素不一致,旱地影響最大是農業總產值,其次是糧食產量和農作物播種面積；水田影響最大是糧食產量,其次是單位化肥施用量和人口密度。

本文以耕地景觀生態安全評價模型、生態安全重心轉移來考量喀斯特山區縣域耕地景觀生態安全,能夠較全面地反映縣域耕地景觀的時空布局特征和生態演化方向；利用灰色關聯法分析演變驅動因素,深入揭示了耕地景觀生態安全演變機制；其結果符合研究區實際,采用此類方法研究喀斯特山區縣域耕地景觀生態安全是可行的。但由于受數據可獲取性的影響,基礎數據庫比例過小,驅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-物元分析模型的老工業基地區域生態安全動態預警研究——以吉林省為例. 生態學報, 2014, 34(16): 4720-4733.

[2] 宮繼萍, 石培基, 魏偉. 基于BP人工神經網絡的區域生態安全預警——以甘肅省為例. 干旱地區農業研究, 2012, 30(1): 211-216, 223-223.

[3] 龍濤, 劉學錄, 黃萬狀. 基于系統耦合的區域生態安全格局構建——以酒泉市肅州區為例. 中國農學通報, 2015, 31(5): 132-138.

[4] 邵佳, 冷志明. 武陵山片區區域生態安全測度與評價. 經濟地理, 2016, 36(10): 166-171.

[5] 王雪, 楊慶媛, 何春燕, 侯培. 基于P-S-R模型的生態涵養發展型區域土地生態安全評價——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的城郊區生態安全評價及變化趨勢預測——以成都市龍泉驛區為例. 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風險評價與生態安全格局優化構建. 生態學雜志, 2016, 35(3): 791-799.

[8] 許申來, 李王鋒, 陳振華, 陳珊珊. 基于生態安全的北京房山山區多目標生態修復與重建. 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. 農業工程學報, 2011, 27(4): 317-323.

[16] 王成, 袁敏, 魏朝富, 李陽兵, 蔣偉. 淺丘帶壩區不同坡度下耕地景觀格局分析. 生態學雜志, 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律及驅動因素分析[D]. 哈爾濱: 東北農業大學, 2015.

[18] 臺曉麗, 肖武, 張建勇, 呂雪嬌, 丁晴. 基于景觀指數的巢湖流域各縣區耕地細碎化研究. 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. 河北省耕地生態安全及空間聚集格局. 農業工程學報, 2011, 27(8): 338-344.

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

[22] 于瀟, 吳克寧, 鄖文聚, 魏洪斌, 劉玲, 宋英赫, 高星. 三江平原現代農業區景觀生態安全時空分異分析. 農業工程學報, 2016, 32(8): 253-259.

[23] 韓會慶, 蔡廣鵬, 張鳳太, 郜紅娟, 朱建. 基于GIS的喀斯特地區耕地質量評價——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. 喀斯特地貌區耕地地力評價與分級. 農業工程學報, 2013, 29(8): 232-241.

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

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

[27] 赤水縣綜合農業區劃編寫組. 赤水縣綜合農業區劃. 貴陽: 貴州人民出版社, 1989: 1-132.

[28] 錢鳳魁, 董婷婷, 王秋兵. 低山丘陵區不同坡度級耕地景觀格局特征分析. 沈陽農業大學學報, 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——以鎮賚縣鎮賚鎮為例. 水土保持研究, 2013, 20(2): 217-222.

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

[33] 傅伯杰, 陳利頂, 馬克明, 王仰麟. 景觀生態學原理及應用. 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安全評價. 生態學報, 2010, 30(21): 5894-5903.

[35] 王千, 金曉斌, 周寅康. 江蘇沿海地區耕地景觀生態安全格局變化與驅動機制. 生態學報, 2011, 31(20): 5903-5909.

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

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