金佛山國家級風景名勝區(qū)人類活動強度與景觀格局時空變化響應研究

杜文武 胡 瑤 眭 淼 袁 璨

DU Wenwu* HU Yao SUI Miao YUAN Can

（西南大學園藝園林學院，重慶 400715）

( School of Horticulture and Landscape Architecture, Southwest University, Chongqing, China, 400715 )

隨著社會經(jīng)濟快速發(fā)展，風景名勝區(qū)人類活動日益增強，往往帶來景觀格局變化等潛在威脅。為揭示景觀格局與人類活動強度的響應關系，識別二者耦合作用形成的生態(tài)環(huán)境破碎區(qū)域，以金佛山國家級風景名勝區(qū)為例，基于2000年、2010年、2020年三期土地利用數(shù)據(jù)，通過構建人類活動強度模型及景觀格局指數(shù)計算，對金佛山國家級風景名勝區(qū)景觀時空變化進行定量分析，同時利用空間自相關分析，探索人類活動強度與景觀格局在空間上的響應關聯(lián)，進而疊加耦合出人地矛盾突出區(qū)域，作為潛在的重點關注區(qū)域。研究結果表明：自2000年以來，金佛山國家級風景名勝區(qū)景觀格局發(fā)生明顯變化，建設用地面積持續(xù)擴張，人類活動干擾增多，景觀破碎度增加，景觀異質(zhì)性增強；近20年來人類活動強度高值區(qū)域面積逐年擴大且分布于低海拔區(qū)域，聚集在研究區(qū)域的北部三泉鎮(zhèn)及南部金山鎮(zhèn)等村鎮(zhèn)聚落，高聚類區(qū)主要為建設用地與耕地區(qū)域；人類活動強度與景觀格局變化存在顯著的空間依賴性，呈現(xiàn)出較強烈的空間相關性，在空間分布中變化具有高度的一致性；金佛山風景名勝區(qū)人類活動強度與景觀格局指數(shù)耦合的人地矛盾突出區(qū)域在空間分布中呈圍繞南部及北部村鎮(zhèn)擴張趨勢。

風景名勝區(qū)；人類活動強度；景觀格局；空間自相關；土地利用

隨著城市的迅速發(fā)展，人類活動對于自然保護地生態(tài)環(huán)境造成嚴重威脅，資源不合理利用及土地過度開發(fā)等活動超出了自然保護地生態(tài)系統(tǒng)承載范圍[1]，人類活動已成為自然保護地景觀生態(tài)變化的主要驅(qū)動力之一。人類活動強度作為描述人類活動對地表作用和影響的綜合指標[2]，對其定量測度及空間表達可評價人類活動對于區(qū)域生態(tài)環(huán)境影響，人類活動強度空間化作為識別環(huán)境質(zhì)量劇變區(qū)的基礎[3]，為環(huán)境規(guī)劃和保護提供依據(jù)。人類活動強度的定量研究大體可分為兩大類，一類是基于人類自身引起變化[3]，通過建立反映人類活動的評價指標體系進行多指標疊加分析；另一類是基于人類活動對環(huán)境產(chǎn)生的影響效應，如生態(tài)系統(tǒng)服務變化[4]、土地利用變化等定量研究人類活動強度[5]，為建立精細準確的人類活動強度定量分析方法，需結合多方面指標進行綜合評估。

景觀格局作為各種自然因素與人為因素綜合影響下產(chǎn)生的結果[6]，其變化不僅會影響景觀的生態(tài)過程，也會影響區(qū)域生物多樣性以及邊緣效應[7]，研究景觀格局有利于揭示研究區(qū)域內(nèi)生態(tài)環(huán)境及空間變異特征[8]。人類活動干擾改變了土地利用/覆蓋，造成自然棲息地日益破碎化，從而改變生態(tài)環(huán)境景觀格局[9]，但人類活動強度與景觀格局之間的空間異質(zhì)性往往被忽略，因此人類活動強度空間分異與景觀格局的響應關聯(lián)研究尤為重要。

金佛山國家級風景名勝區(qū)（以下簡稱金佛山風景區(qū)）作為中國早期建立的自然保護地之一，動植物資源豐富，是國內(nèi)不可多得的動植物自然基因庫。由于城鎮(zhèn)化擴張、旅游開發(fā)、鄉(xiāng)村居民點建設等，土地利用發(fā)生改變，大量原住居民廣泛分布于自然保護地內(nèi)，人為因素造成自然保護地生態(tài)系統(tǒng)生境破碎化日益嚴重，因此有必要對于自然保護地中人類活動強度及景觀格局時空變化進行分析，并對因此導致的風險區(qū)域進行精準識別[10]。針對生態(tài)關鍵區(qū)域進行合理保護管控，有目標的管控對于合理規(guī)范化管理風景名勝區(qū)也是目前的重中之重[11-12]。

目前聚焦于定量分析風景名勝區(qū)人類活動干擾空間分布特征文章較少，對于定量揭示風景名勝區(qū)景觀格局影響與人類活動相關性的響應研究方法不足。本文聚焦于金佛山風景區(qū)，基于綜合人類活動強度指標體系構建，劃分人類活動強度梯度，通過對不同時期景觀格局特征及格局變化進行分析，研究綜合人類活動強度與風景名勝區(qū)景觀格局之間的響應關聯(lián)，從而疊加分析揭示人類活動強度對景觀格局時空變化的影響及空間分布中影響關聯(lián)性最強、干擾度最高的區(qū)域作為人地矛盾突出區(qū)域[13]。本研究識別出的人地矛盾突出區(qū)域可為金佛山風景區(qū)人類活動引起的生態(tài)環(huán)境變化提供科學證據(jù)，并為金佛山風景區(qū)人類活動影響相關研究提供參考。

1 研究區(qū)域與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)域概況

金佛山風景區(qū)（圖1）位于北緯30°附近的重慶市南川區(qū)，風景區(qū)面積約441 km2，金佛山風吹嶺海拔2 251 m，為大婁山脈北端突異最高峰，屬亞熱帶溫潤季風氣候，氣候溫和，雨量充沛，空氣濕潤，夏季降雨集中。金佛山景區(qū)年平均氣溫為8.2℃，年降水量1 285～2 238 mm，日照時數(shù)1 180～1 228 h，相對濕度80%～90%[14-15]。金佛山地質(zhì)古老，氣候濕潤，山形地貌獨特，屬于典型的喀斯特地貌，為蜀中四大名山之一。金佛山自然環(huán)境復雜，動植物資源豐富[16]。

圖1 研究區(qū)域Fig.1 Study area

隨著經(jīng)濟不斷發(fā)展，金佛山風景區(qū)保護及發(fā)展的矛盾日益突出。金佛山風景區(qū)內(nèi)因大型工程建設、旅游地產(chǎn)開發(fā)等人為干預使得原生植被、地貌景觀等破壞性土地利用問題日益突顯。金佛山風景區(qū)還面臨各類保護地重疊，管理機構改革等典型問題。

1.2 數(shù)據(jù)來源與數(shù)據(jù)處理

土地利用/覆被基礎數(shù)據(jù)為金佛山風景區(qū)2000年、2010年、2020年三期土地利用類型柵格數(shù)據(jù)，空間分辨率為30 m，數(shù)據(jù)來源于中國科學院地理科學與資源研究所（http://www.resdc.cn）[17]，結合研究數(shù)據(jù)分類與區(qū)域?qū)嶋H情況將土地利用類型分為耕地、林地、草地、水域及建設用地。金佛山風景名勝區(qū)矢量邊界來源于重慶市南川區(qū)金佛山風景名勝區(qū)管理局；人口密度數(shù)據(jù)來自于worldpop全球百米人口網(wǎng)格數(shù)據(jù)（https://www.worldpop.org/），空間分辨率為100 m；道路密度基于2000年、2010年、2020年路網(wǎng)數(shù)據(jù)計算；不透水面數(shù)據(jù)來源于中科院劉良云研究員團隊制作的1985-2020年全球動態(tài)不透水面數(shù)據(jù)集（https://doi.org/10.5281/zenodo.5220816）[18]。

2 研究方法

2.1 景觀格局指數(shù)選取

景觀指數(shù)法作為研究景觀格局構成以及相關特征中最常用的靜態(tài)定量分析方法，可用于分析景觀格局及其結構組成和動態(tài)變化[19]，景觀指數(shù)之間本身具有一定關聯(lián)性，許多指數(shù)之間存在冗余，因此在選取指數(shù)時選擇典型指數(shù)來表征景觀格局。本研究利用Fragstats 4.2軟件計算景觀指數(shù)，參考相關文獻同時結合研究區(qū)域的實際情況在斑塊級別指標（class-level）和景觀級別指標（landscapelevel）中選擇斑塊類型面積（CA）、景觀斑塊面積百分比（PLAND）、形狀指數(shù)（LSI）、聚合度指數(shù)（AI）、斑塊密度（PD）、斑塊內(nèi)聚力指數(shù)（COHESION）、蔓延度指數(shù)（CONTAG）、香農(nóng)多樣性指數(shù)（SHDI）、香農(nóng)均勻度指數(shù)（SHEI）[20]。在后續(xù)進行景觀格局指數(shù)與人類活動強度空間自相關分析時，選擇可以表征整個景觀要素空間結構的景觀級別指標作為相關因子，用以測度相關性特征。

2.2 人類活動強度指標體系構建

量化人類活動強度需要考慮各個方面的指標因素，本研究基于人類活動范圍選擇道路密度和不透水面面積百分比、基于人類活動表現(xiàn)選擇人口密度、基于土地利用選擇景觀開發(fā)強度指數(shù)[21]確定綜合人類活動強度（HAI）[22-23]。計算見公式（1）。

式中，Xi為指標i的標準化數(shù)值；Wi指標i的綜合權重。

綜合權重的確定結合主客觀綜合權重賦值法對人類活動強度進行綜合評價賦值，研究區(qū)域使用綜合權重法（表1），本文客觀賦值法采用CRITIC權重以評價指標的變異性和評價指標間的沖突性作為標準進行計算，原理為數(shù)據(jù)標準差越大說明波動越大，權重越高。主觀賦值法采用AHP層次分析法，綜合賦值權重計算見公式（2）[24]。

表1 人類活動強度指標體系及權重Tab.1 Index system and weight of human activity intensity

式中，w1j、w2j分別為主客觀賦值權重。

2.3 景觀開發(fā)強度量化方法

土地利用/覆被數(shù)據(jù)計算的景觀開發(fā)強度（LDI）指數(shù)具有量化人類干擾的潛力[25]，人類主導的土地利用變化可能通過直接或間接影響周邊區(qū)域的生態(tài)環(huán)境，LDI可以作為表征人類干擾梯度的指數(shù)[26]，是利用土地利用類型對人類活動干擾進行評價與量化，用于揭示不同時期的景觀分布結構，發(fā)現(xiàn)區(qū)域內(nèi)空間變化的潛在規(guī)律以及相互影響機制[27]。

LDI指數(shù)是基于土地使用的潛在人類干擾指數(shù)，可以用來量化由人類主導的土地利用強度影響自然群落的生態(tài)過程。根據(jù)研究區(qū)域的實際情況確定各土地利用類型的LDI系數(shù)[28]（表2）。

表2 土地利用類型與其對應LDI系數(shù)Tab.2 Land use type and its corresponding LDI coefficient

根據(jù)表2中LDI系數(shù)對LDI指數(shù)[29]進行計算見公式（3）。

式中，LDItotal—研究區(qū)域景觀開發(fā)強度（LDI）指數(shù)；%LUi—第i種土地利用類型的面積占研究區(qū)域總面積的百分比；LDIi—第i種土地利用類型的LDI系數(shù)。

2.4 人類活動強度與景觀格局響應關聯(lián)構建

人類活動是導致生態(tài)環(huán)境變化的主要因素之一，因此人類活動強度可以間接展示區(qū)域環(huán)境的生態(tài)變化情況。人類活動強度與景觀格局的響應關聯(lián)可以展現(xiàn)區(qū)域生態(tài)環(huán)境情況，本研究利用雙變量空間自相關分析測度人類活動強度與景觀格局的空間關系，探測相關性顯著區(qū)域。空間自相關分析是探索某屬性在空間上的分布特征以及變量間的聚集程度，本文研究人類活動強度與景觀格局耦合關聯(lián)，通過全局空間自相關和局部空間自相關對空間關聯(lián)進行度量和檢驗[30]。

選擇其中PD、LSI、SHDI與HAI進行空間聚類分析，探討景觀格局與人類活動強度的空間相關關系，利用雙變量局部自相關分析中Local Moran’s I指數(shù)，計算結果中高—高、低—低、高—低、低—高4種類型聚類圖，提取高—高聚類作為強干擾狀態(tài)[31-32]，最后疊加識別出2000-2020年高風險區(qū)域，其中聚合類型特征及提取分析思路如圖2。

圖2 空間自相關分析響應思路圖Fig.2 Spatial autocorrelation analysis response diagram

為便于直觀了解人類活動強度空間分布變化，本次研究采用網(wǎng)格分析法，綜合考慮研究區(qū)域?qū)嶋H情況，選擇了250 m×250 m、500 m×500 m、1 km×1 km作為參考，計算時發(fā)現(xiàn)網(wǎng)格空間分辨率小于500 m，網(wǎng)格單元具有更多的相似景觀結構，導致數(shù)據(jù)冗余，單元格過大精度就會降低[9]。經(jīng)過比對分析，采用500 m×500 m網(wǎng)格作為評價單元，共劃分為1 927個評價單元格，分別測度2000年、2010年、2020年三個時期網(wǎng)絡單元格中人類活動強度大小。

3 結果與分析

3.1 研究區(qū)域土地利用動態(tài)變化

2000年、2010年、2020年三期土地利用變化情況及土地利用分布圖顯示（圖3），耕地及建設用地在空間中主要分布于研究區(qū)域的北部及南部村鎮(zhèn)聚集區(qū)域，林地主要分布于金佛山風景區(qū)核心區(qū)等高海拔山脈區(qū)域。金佛山風景區(qū)土地利用類型以林地為主，其比重均占79%以上，其中在2010年占比達到最大為80.4%。2000-2010年間耕地與草地面積持續(xù)減少，分別下降了291.42 hm2和22.23 hm2；林地、水域、建設用地面積呈現(xiàn)出增加趨勢，分別增加193.32 hm2、1.08 hm2和56.25 hm2；2010-2020年耕地與草地面積保持減少狀態(tài)，面積分別減少109.98 hm2和5.58 hm2；林地面積在這期間由35 982.72 hm2降至35 839.80 hm2，共減少了142.92 hm2；水域及建設用地面積則隨時間增長持續(xù)增加，分別增加了30.06 hm2和228.42 hm2，建設用地面積顯著增加（表3）。依據(jù)土地利用轉移圖（圖4），各類土地利用類型之間均存在相互轉化。在2000-2010年，耕地轉移部分主要向林地轉化，極少部分轉化為建設用地及草地；林地轉移部分一部分轉化為耕地，一部分轉化為建設用地；2010-2020年建設用地面積明顯增加，主要由耕地及林地轉移而來。雖然林地面積總體呈現(xiàn)上升趨勢，但在2010-2020年間有減少跡象，與此同時20年來建設用地面積不斷增加，造成區(qū)域生態(tài)環(huán)境發(fā)生變化，需要引起重視。

圖3 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)土地利用圖Fig.3 2000-2020 Land use map of Jinfo Mountain National Scenic Area

圖4 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)土地利用面積轉化桑基圖Fig.4 2000-2020 Sankey diagram of land use area transformation in Jinfo Mountain National Scenic Area

表3 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)土地利用面積變化Tab.3 2000-2020 Land use area change of Jinfo Mountain National Scenic Area

3.2 研究區(qū)域景觀格局動態(tài)變化

3.2.1 斑塊級別指標

斑塊類型級別指標反映的是某種景觀要素的斑塊數(shù)量和空間結構特征[33]。斑塊面積（CA）及景觀斑塊面積百分比（PLAND）中，林地斑塊面積最多，在研究區(qū)域中林地為主要斑塊，且在三個時間段中先增加后減少。耕地及草地斑塊面積呈現(xiàn)下降趨勢，建設用地及水域斑塊面積則持續(xù)上升。景觀形狀指數(shù)（LSI）是對斑塊類型聚集程度的度量，LSI值越小聚集度越好，耕地及水域LSI值處于上升趨勢，說明斑塊聚集度降低呈分離趨勢，可能是人為干擾作用；林地及草地LSI值變化不明顯斑塊聚集連通性相對較好，建設用地LSI值先增大后減小，但對于2000年屬于上升趨勢，斑塊破碎化聚集程度降低，破碎化明顯，景觀斑塊的不規(guī)則現(xiàn)象增加。耕地、林地、草地景觀聚集度指數(shù)（AI）均處于90以上，斑塊聚合結構緊湊，但都處于下降趨勢，說明斑塊聚合度下降，區(qū)域環(huán)境質(zhì)量受到影響，生態(tài)狀況需要關注，水域及建設用地AI值相對較低，離散程度較大，斑塊聚集度較差，分布較為散亂，人類干擾較為明顯（表4）。

表4 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)斑塊級別景觀指數(shù)Tab.4 2000-2020 Jinfo Mountain National Scenic Area patch level landscape index

3.2.2 景觀級別指標

景觀級別指標反映的是整個景觀鑲嵌體中全部要素的構成、空間結構等特征[33]。斑塊密度（PD）在2000-2020年間先增大后減小，說明景觀破碎度先增大后降低，2000-2020年斑塊密度分別是1.0323、1.3026、1.2133，其中在2010年斑塊密度達到最大，破碎化最為嚴重，2010-2020年破碎度略有回落，但相較于2000年依舊呈現(xiàn)出破碎度增大的狀況；景觀形狀指數(shù)（LSI）逐年增大，研究區(qū)域內(nèi)斑塊形狀不規(guī)則化現(xiàn)象嚴重，生態(tài)環(huán)境被破壞；斑塊內(nèi)聚力指數(shù)（COHESION）顯示區(qū)域內(nèi)景觀連通性，在2000-2020年逐漸減少，連通性逐漸降低，破碎程度變大[34-35]；蔓延度指數(shù)（CONTAG）先略微增加后直線下降，說明在2000-2010年期間形成優(yōu)勢斑塊，但在2010-2020年期間數(shù)值下降較大，景觀存在較多小斑塊，連通性降低；香農(nóng)多樣性指數(shù)（SHDI）及香農(nóng)均勻度指數(shù)（SHEI）在這20年間呈現(xiàn)“V”字型變化，指數(shù)值先減小后增大，反映出景觀土地利用破碎程度先減小后增大，特別是在2010-2020年間，土地利用逐漸豐富，景觀異質(zhì)性程度增大，綜合各類景觀指數(shù)的變化，區(qū)域內(nèi)的景觀破碎化程度逐漸增強，尤其是2010-2020年期間，景觀環(huán)境被破壞最為嚴重（表5）。

表5 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)景觀級別景觀指數(shù)Tab.5 2000-2020 Jinfo Mountain National Scenic Area landscape level landscape index

整體分析2000-2020年景觀格局指數(shù)的變化情況，經(jīng)過人類活動不斷干擾，區(qū)域內(nèi)景觀破碎化逐漸明顯，整個景觀格局連通性較差形成許多小斑塊導致景觀空間破碎化程度增大。從2000-2020年，隨著金佛山風景區(qū)的不斷發(fā)展，土地利用變化情況明顯，耕地逐漸向林地轉化，體現(xiàn)了退耕還林政策的作用，在2000-2020年期間，水利工程建設、采礦工程以及生態(tài)旅游建設等工程項目導致建設用地面積不斷增加，耕地及草地面積不斷下降，體現(xiàn)了風景名勝區(qū)的不斷開發(fā)，人類活動干擾不斷增強，影響了風景名勝區(qū)的土地利用變化，從而影響風景名勝區(qū)景觀格局，造成生態(tài)破壞。

3.3 人類活動強度的時空分布特征

根據(jù)人類活動強度模型計算，結合空間分析得出2000-2020年人類活動強度空間分布圖（圖5）?？傮w來看，低強度及較低強度主要分布于金佛山風景區(qū)核心林地區(qū)域；中等強度及較高強度區(qū)域分布于研究區(qū)域北部及東部，主要沿道路分布；高人類活動強度在空間上分布于北部三泉鎮(zhèn)、西南部金山鎮(zhèn)及東南部德隆鎮(zhèn)等村鎮(zhèn)聚落。其中2000-2020年高強度面積占比分別為5.08%、5.26%、6.63%，高強度人類活動面積占比持續(xù)增加，人類活動強度逐年增強。人類活動強度在空間分布上呈現(xiàn)“南部上移增強，北部擴張”的趨勢。在研究時期范圍內(nèi)，前期金佛山風景區(qū)旅游發(fā)展迅速，人為活動干擾逐漸增強，景觀生態(tài)質(zhì)量受到影響，區(qū)域破碎化，后期開始逐漸采取退耕還林等保護措施，但生態(tài)環(huán)境依舊需要持續(xù)關注。人類活動強度變化情況最明顯的區(qū)域為金佛山風景區(qū)北部及南部，區(qū)域內(nèi)包含有三泉鎮(zhèn)、頭渡鎮(zhèn)、德隆鎮(zhèn)及金山鎮(zhèn)等村鎮(zhèn)，隨著政府部門加強風景名勝區(qū)核心區(qū)的管理，居民逐漸外遷，水庫建設、水利工程建設等造成移民和搬遷，居民安置房的建設等造成建設用地面積的變化，導致景觀格局改變及人類活動強度增強，影響景觀生態(tài)環(huán)境。

圖5 2000-2020年金佛山國家級風景名勝區(qū)人類活動強度空間分布圖Fig.5 2000-2020 Spatial distribution map of human activity intensity in Jinfo Mountain National Scenic Area

3.4 人類活動強度與景觀格局響應分析

3.4.1 人類活動強度與景觀格局相關性分析

利用SPSS分析得到人類活動強度與景觀指數(shù)的相關性大小，佐證響應關系的存在。本研究中以2020年景觀相關數(shù)據(jù)為例，根據(jù)2020年人類活動強度與相應景觀指數(shù)的相關性分析，根據(jù)圖6可以直觀看出人類活動強度與PD、LSI、CONTAG、SHDI、SHEI呈顯著性正相關，與COHESION顯著性水平在0.05的P檢驗相關性不顯著，根據(jù)相關性矩陣熱點圖（圖6），可以發(fā)現(xiàn)人類活動強度與PD、SHDI相關性最大，其次是LSI、CONTAG、SHEI。

圖6 人類活動強度與景觀格局相關性矩陣圖Fig.6 Correlation matrix between human activity intensity and landscape pattern

3.4.2 人類活動強度與景觀格局疊合響應分析

基于GeoDa軟件中雙變量全局自相關分析模塊，測度2000-2020年金佛山風景區(qū)500 m網(wǎng)格尺度下景觀格局與人類活動強度全局自相關性，檢驗兩者之間是否存在空間關聯(lián)。經(jīng)過0.01顯著性水平檢驗，景觀格局指數(shù)與人類活動強度空間自相關顯著，存在較強空間依賴性。研究區(qū)域人類活動強度與PD、LSI、SHDI指數(shù)的雙變量Global Moran’s I均為正值，表現(xiàn)出空間正相關性，相比于2000年數(shù)值，2000-2020年PD、LSI、SHDI與人類活動強度的Global Moran’s I持續(xù)增加，其中PD及SHDI與人類活動強度Global Moran’s I最為突出，均達到了0.5以上，且隨著年份有逐步上升趨勢（表6）。

表6 2000-2020年PD、LSI、SHDI與人類活動強度的Global Moran’s I值Tab.6 Global Moran’s I values of PD, LSI, SHDI and human activity intensity from 2000 to 2020

2000-2020年景觀格局與人類活動強度雙變量局部空間自相關顯著性強，景觀格局指數(shù)與人類活動強度高—高聚類及低—高聚類主要分布于研究區(qū)域南部的低海拔地區(qū)，交通可達性強，人類活動強度高（圖7）。至2020年高—高聚類區(qū)域有逐步向北部及南部低海拔高道路密度區(qū)域延伸，說明耕地功能開始變化，建設用地進一步擴張，景觀破碎度變高，景觀異質(zhì)性增強。低—高聚類區(qū)域零星分布于高人類活動強度區(qū)域，連片建設用地聚合，斑塊聚合。低—低聚類主要處于高海拔林地區(qū)，成片林地人類干預較小，生態(tài)環(huán)境良好，需要繼續(xù)保持。

圖7 景觀格局與人類活動強度聚類圖Fig.7 Cluster diagram of landscape pattern and human activity intensity

景觀格局與人類活動強度聚類圖是依據(jù)景觀格局與人類活動強度空間耦合響應關系來刻畫區(qū)域生態(tài)環(huán)境破壞情況，將2000-2020年三年度景觀格局指數(shù)—人類活動強度高值自相關區(qū)域與人類活動強度較高及高強度區(qū)域進行空間耦合疊加，得到的綜合強干擾區(qū)域即為人地矛盾突出區(qū)域。2000-2020年人地矛盾突出區(qū)域空間分布圖（圖8）中，該區(qū)域面積略有增加，空間上處于相對較低海拔的北部及南部，空間分布上的擴張圍繞北部及南部村鎮(zhèn)聚集點展開，居民聚集點如金山鎮(zhèn)、德隆鎮(zhèn)等分布此處，建設用地聚集，耕地較多，人類活動便捷，造成區(qū)域內(nèi)土地利用發(fā)生變化，生態(tài)環(huán)境壓力增大。識別出的人地矛盾突出區(qū)域大多處于2000-2020年間建設用地擴大部分，主要是由于村鎮(zhèn)建設，移民計劃等原因，導致人類活動發(fā)生變化，從而造成景觀格局變化。

圖8 2000-2020年人地矛盾突出區(qū)域識別圖Fig.8 Identification chart of areas with prominent human land conflicts from 2000 to 2020

4 討論與結論

4.1 風景名勝區(qū)人類活動強度變化對景觀格局具有明顯異化風險

人類活動強度與景觀格局具有一定的關聯(lián)性，人為因素是景觀格局變化的重要驅(qū)動力。風景區(qū)人類活動強度增大造成景觀格局異化，將會給風景區(qū)帶來破碎化及孤島化的風險。耕地、林地、建設用地不斷轉移變化，人類活動強度空間分布也隨之變化，同時村鎮(zhèn)人口增長和居住環(huán)境改善的居民點擴展、旅游發(fā)展推動導致度假小鎮(zhèn)、旅游設施等擴張；環(huán)境、水利、交通改善等集中移民均導致人類活動強度增大，從而引起景觀格局變化。通過對于人類活動強度與景觀格局指數(shù)的相關性檢驗，可以發(fā)現(xiàn)人類活動強度越大，人類活動干擾越強，景觀異質(zhì)性越強，景觀破碎化越嚴重，生態(tài)系統(tǒng)遭到威脅，說明人類活動強度變化帶來景觀格局異化風險。

風景名勝區(qū)兼具游憩功能，因此人類活動干擾影響著風景名勝區(qū)內(nèi)部景觀生態(tài)格局，在建設規(guī)劃風景名勝區(qū)時應考慮人類活動干擾帶來的生態(tài)破壞[36]，需要管理部門對風景名勝區(qū)空間格局進行多維度思考把握，合理進行功能區(qū)域劃分，合理規(guī)范限制人類活動干擾強度與人類活動范圍。

4.2 風景名勝區(qū)人類活動強度與景觀格局耦合輔助風險區(qū)域識別

風景名勝區(qū)人類活動干擾逐年增強，人類活動強度變化圍繞重點區(qū)域增減，景觀格局變化疊加耦合可輔助風景區(qū)潛在風險區(qū)識別。金佛山風景區(qū)人類活動強度在2000-2020年間逐漸增強，高強度區(qū)域面積占比逐年增加，景觀格局指數(shù)隨時間增長，風景區(qū)景觀破碎度增大，景觀連通性降低，景觀異質(zhì)性增強，生態(tài)環(huán)境被破壞，生境質(zhì)量降低。通過將人類活動強度及景觀格局高自相關區(qū)域與高強干擾區(qū)域耦合，最后疊加三期年限變化空間分布圖，最終得出人地矛盾突出區(qū)域。人地矛盾突出區(qū)域的識別可輔助金佛山風景區(qū)管理部門直觀清晰發(fā)現(xiàn)景觀變化區(qū)域，從而制定進一步的管控計劃。

隨著經(jīng)濟的不斷發(fā)展，人口不斷增加，如不加以引導，土地類型則不斷向建設用地轉化，將會對風景名勝區(qū)生態(tài)資源造成威脅乃至嚴重破壞，因此精準識別需要納入監(jiān)控區(qū)域尤為重要。從時間、人類活動、景觀質(zhì)量三個維度耦合識別出風景區(qū)人地矛盾突出風險區(qū)域，有助于從空間分布中圈定人類干預狀態(tài)帶來破壞最強的區(qū)域邊界，未來可輔助風景區(qū)管理區(qū)域劃分，并為合理管控風景區(qū)提供科學依據(jù)。

本研究通過構建人類活動強度模型，聚焦于金佛山風景區(qū)人類活動強度與景觀格局響應關系，定量揭示人類活動強度空間分布特征，直觀展示研究區(qū)域內(nèi)破壞程度較大的區(qū)域，同時計算出區(qū)域內(nèi)需重要關注及保護的空間分布，為之后相關管理部門提供管控依據(jù)；研究中精準識別出空間上相應區(qū)域為人地矛盾突出區(qū)域，定點定區(qū)域探尋風景名勝區(qū)區(qū)域范圍內(nèi)人類活動干擾嚴重區(qū)域，為之后現(xiàn)場調(diào)查研判提供空間參考，對合理保護風景名勝區(qū)具有一定的參考價值，同時為之后劃分風景名勝區(qū)管理區(qū)域提供新思路。

注：文中圖表均由作者自繪。