目錄TOC\o"1-3"\h\u1引言 [7]。隨著人類活動的加劇，生態安全評價也逐漸成為更多學者和政府關注的焦點。早期王朝科等從方法論角度深入探討生態安全評價的標準、方法及評價指標體系的構建，提出以“狀態-關系-反應”為框架的3個指標模塊，為生態安全評價提供重要的理論基礎[8]。后來，左偉等繼續擴展PSR框架模型，為區域生態安全評價提供更為全面的概念框架[9]。謝花林等則基于PSR模型，從資源環境的壓力、狀況和響應方面選取評價指標，并證實其可行性[10]。同時，柯小玲[11]和胡志仁[12]等分別通過主成分分析法和加權平均法等方法，計算評價指標權重，使生態安全評價體系更為客觀。以上成果為后續不同領域的生態安全評價研究提供了基礎。在土地資源方面，王軍廣等基于PSR模型評價海南島土地生態安全狀況[13]；張清軍等在區域土地資源生態安全評價原理的基礎上，研究石家莊市土地資源生態現狀[14]。在旅游地方面，章錦河等結合生態足跡理論，構建旅游地生態安全評價模型，并對九寨溝進行實證研究[15]。王洪翠等以PSR模型為基礎，構建4個層次的評價指標體系對武夷山風景區進行生態安全評估[16]。在森林公園方面，何文娟等從資源環境角度評價帽峰山森林公園的生態安全狀態[17]。廖韻等人則依托景觀生態學原理，對二郎山國家森林公園的景觀生態安全進行深入研究[18]。以上研究大多采用PSR模型對其研究區進行生態安全評價，PSR模型具有較強的靈活性和普適性，可以針對不同尺度和區域的生態系統進行安全評價，但構建PSR模型時，指標選取常受研究者個人主觀判斷的影響，從而使得評價結果產生某種程度的不同，而突變模型可以彌補這一不足，該模型不需要計算權重，而是通過考慮各因素的重要性排序來降低主觀性，使評價結果更為客觀合理。例如魏婷等針對港灣快速城市化地區，建立城市生態安全突變模型，并對廈門市進行評價[19]。麻秋玲等利用突變級數法評估福州市的生態安全，指出城市化加速和人口密度增長過快導致生態安全出現突變[20]。以上研究均說明突變模型的引入可以客觀的對生態安全進行評價。海南熱帶雨林國家公園于2021年獲批，對于保持水源涵養、調節氣候、凈化空氣等方面的能力已產生顯著下降，區域內生態安全面臨極大的威脅，而且對于區域內生態風險的動態分析和變化趨勢的研究仍處于初級階段，不能較好展示區域內生態安全的演變狀況。因此，本文將從海南熱帶雨林國家公園獲批前后分析研究區域內的生態風險演變情況，為海南熱帶雨林國家公園接下來的保護與發展提供合理參考。本文借助ArcGIS、Fragstats軟件，利用研究區土地利用、NPP、NDVI、降雨量等數據，運用空間分析和景觀指數移動窗口法對海南熱帶雨林國家公園2020年、2022年的生態服務功能、生態敏感性、生態組織結構進行定量描述，并根據突變模型將生態安全指標體系集成，最終得到研究區生態安全綜合指數。通過各指標的分布特征及數據變化，客觀了解海南熱帶雨林國家公園獲批前后的生態安全發展狀況，為其可持續發展提供借鑒參考。2研究區概況海南熱帶雨林國家公園位于海南島的中心地帶，地理邊界東自萬寧市南橋鎮，向西延伸至東方市板橋鎮，南界達到保亭黎族苗族自治縣毛感鄉，北至白沙黎族自治縣青松鄉，區劃總面積4269km2（圖1）。土地利用類型以林地為主，森林覆蓋率高達95.86%。結合研究區實際情況，并依據LUCC，將研究區劃分為耕圖1研究區位置圖地、林地、水域、建設用地、草地5類用地類型。海南熱帶雨林國家公園的建立，既可以維護區域生物多樣性，同時也為科學研究、生態旅游等提供寶貴的資源[21-22]。圖1研究區位置圖3數據來源與方法3.1數據來源與預處理3.1.1數據來源本文參考生態學中的“活力-組織力-恢復力-生態服務能力”邏輯架構，從生態服務能力、生態敏感性、生態組織結構3個方面，14個指標對海南熱帶雨林國家公園進行生態安全評價。所涉及到的數據及來源如表1。

表SEQ表\*ARABIC1實驗數據及來源數據名稱數據來源30m分辨率土地利用數據/道路數據/1km分辨率降水量數據/home30m分辨率DEM數據/250m分辨率NDVI數據/product_search/500m分辨率NPP數據3.1.2數據預處理由于數據來源不同，其坐標系與分辨率也有差別，因此，統一數據坐標系為WGS_1984_UTM_Zone_49N，并進行裁剪等預處理。因研究區范圍內降雨量數據精度為1km*1km，因此將所有柵格數據進行重采樣，統一像元大小為1km。本文的技術路線圖（圖2）如下所示。圖2技術路線圖

圖2技術路線圖3.2研究方法3.2.1綜合評價指標體系構建綜合評價指標體系的構建包括分級構建指標體系及分指標計算。參考生態學中的“活力-組織力-恢復力-生態服務能力”邏輯架構，提出針對海南熱帶雨林國家公園的生態安全評價指標體系（表2）。表2生態安全評價指標體系總目標層目標層A準則層B指標層C指標正負向生態安全指數生態服務能力A1活力B1NDVIC1+植被初級凈設生產力（NPP）C2+服務B2生態服務價值C3+生態敏感性A2社會經濟壓力B3距城市距離C4+距道路距離C5+自然生態B4植被覆蓋C6+降雨量C7-坡度C8-生態組織結構A3景觀破碎度B5斑塊密度C9-邊緣密度C10-面積加權平均形狀指數C11-香農多樣性指數C12-景觀連通度B6斑塊平均距離C13-斑塊連通度C14+3.2.2景觀格局指數本文從景觀破碎度和景觀連通度2個角度出發，選擇斑塊密度、邊緣密度、面積加權平均形狀指數、香農多樣性指數、斑塊平均距離及斑塊連通度6個景觀指數分析研究區景觀空間格局變化[23]。斑塊平均距離反映斑塊在景觀中的空間分散程度或聚集程度，一個較低的斑塊平均距離意味著斑塊在空間上相對聚集，而較高的平均距離則表明斑塊分布較為分散。斑塊連通度反映景觀中不同斑塊之間的連接程度和相互作用的強度。一個較高的斑塊連通度意味著斑塊之間具有較好的連續性和連通性，有助于物種遷移、能量流動和生態過程的維持。相反，較低的斑塊連通度則表明斑塊之間較為孤立和分散，可能導致生態過程的受阻和生物多樣性的降低。其他指數的計算方法如下（表3）：

表3景觀生態風險指數計算方法指數計算方法景觀生態學含義斑塊密度（PD）PD=反映景觀破碎程度[24]，象征人類活動對景觀的干擾程度。景觀安全性與斑塊密度成反比例關系。Ni為景觀i的斑塊數，Ai為景觀i的總面積。邊緣密度（ED）ED=揭示景觀或類型被邊界分割的程度[24]，反映景觀破碎化程度。Ei為景觀i的邊緣總長度，Ai為景觀i的總面積。面積加權平均形狀指數（SHAPE_AM）SHAPE_AM=i=1m度量景觀空間格局復雜性，影響耕地利用率和管理的便利性[25]。與耕地利用率成反比例關系。pij是類型i的第j個斑塊的周長與相同規則圖形周長的比值，用于描述該斑塊的形狀不規則度。aij是類型i的第j個斑塊的面積。香農多樣性指數（SHDI）SHDI=反映景觀中斑塊類型的多樣性和分布均勻度[26]。SHDI值越接近1，斑塊類型越多、分布越均衡，即景觀破碎化和空間異質性增強。pi是第i類斑塊在景觀中的出現概率。3.2.3指標歸一化利用極差標準化方法，對指標進行統一標準化的處理，參考生態安全評價指標體系的指標方向性標識（正向、負向），對C層指標數據實施歸一化。正負指標標準化的公式為：PP式中，P為標準化后的指標值，xij為待標準化的數值（i=1,2,...;j=1,2,...），xijmax為最大值，

3.2.4突變模型突變理論研究的是從一種穩態過渡到另一種穩態的過程與規律[27]。它指出在自然界和人類社會中，存在穩定狀態與非穩定狀態兩種現象。穩定狀態受微弱影響可保持不變，而非穩定狀態則容易因微小變動而產生顯著變化。使用突變理論評價時，可根據問題性質采用不同準則[28]。一是互補準則，當控制變量可相互替代時，按“大中取小”原則選擇。二是另一種互補準則，當變量間可相互補充時，通常選取平均值。三是過閾互補準則，即變量達到一定閾值后才能互補，然后按“過閾值取平均值”原則選用。由于生態安全評價指標體系的建立遵循這些互補準則，因此評估時需應用三種突變模型。（表4）：表4突變模型模型名稱控制變量數量（X）響應變量歸一化公式（Y）尖點突變模型2Y=X1+3X2/2燕尾突變模型3Y=X1+3X蝴蝶突變模型4Y=X1+3X2+4X4結果分析4.1生態服務能力生態服務能力主要由NDVI、NPP兩個指標構建的活力和服務2方面通過尖點突變模型進行定量評價。由圖3可直觀得出，2020年研究區生態服務能力數值低的區域主要分布在海南熱帶雨林國家公園的東北及中部區域，其中多集中于兩個行政單元的交界處，該區域處于行政邊緣，未能較好受到管理部門的重視。另外，白沙縣中部低生態服務能力區域主要沿著村鎮分布，五指山市中部較低生態服務能力集中分布在南定村附近，該區域建設用地集中，人口活動密集。2022年生態服務能力數值有所下降，但空間分布上低水平生態服務能力的面積顯著減少。低生態服務能力區域零散分布在五指山市和瓊中縣轄區；中等生態服務能力區域則主要分布在白沙縣及兩縣市交界位置，位于海南熱帶雨林國家公園東北部。總體上2020-2022年海南熱帶雨林國家公園的生態服務能力有所提升，平均值由0.88增長到0.89，極差均為0.54，說明2021年獲批國家保護公園后對研究區的保護已得到相關管理部門的重視，并采取了一定的措施對研究區予以保護。從植被覆蓋度和植被初級凈生產力分布來看，2020年海南熱帶雨林國家公園的生態服務能力呈東低西高的分布格局，活力值低的區域集中在陵水縣和瓊中縣交界處，到2022年整個研究區內活力值均勻化分布。圖32020-2022年生態服務能力4.2生態敏感性圖32020-2022年生態服務能力生態敏感性體現在社會經濟壓力較自然生態壓力抵御外界的影響能力[29]。由距城市、道路距離兩個指標借助尖點突變模型得出區域社會經濟壓力，自然生態壓力則由研究區坡度、降雨量、植被覆蓋3個指標通過燕尾突變模型得出，兩個準則層由尖點突變模型最終得出區域的生態敏感性。圖42020-2022年生態敏感性分布2020年海南熱帶雨林國家公園社會經濟壓力敏感區主要呈抱團式，集中在瓊中縣空示嶺區域，在研究區中部社會經濟壓力敏感區沿市縣交界處呈帶狀分布，生態敏感區主要組團分布在研究區的東南部（瓊中縣、五指山市、陵水縣、萬寧市），在西北部則是沿市縣交界呈帶狀分布。2022年研究區生態敏感性大幅增加（圖4），主要沿市縣交界向外發散式擴張。研究時域內，在大力保護海南熱帶雨林國家公園的生態安全措施下，研究區的植被覆蓋面積增加，但對植被物種考慮不夠，園區內人工林面積824km2，占國家公園面積的19.3%，主要以橡膠、桉樹、檳榔等經濟林種或用材林種為主，導致研究區物種相對單一，從而在某種程度上增加研究區生態敏感性。在海南熱帶雨林國家公園區位優勢帶動的經濟發展下，與區域內的生態穩定性矛盾日益凸顯，故而處理好經濟發展與生態環境的關系是區域長期穩定發展的關鍵。圖42020-2022年生態敏感性分布4.3生態組織結構圖52020-2022年生態組織結構海南熱帶雨林國家公園景觀地類主要為林草地和水域，生態組織結構由蝴蝶突變模型計算得到的景觀破碎度結合尖點突變模型構建的景觀連通度兩個準則層得出，低值主要分布在海南熱帶雨林國家公園的中部，在白沙縣范圍內的研究區邊緣位置生態組織結構較為脆弱，該區域為新峰村、牙擴村等居住和進行主要農業活動的區域，人為活動影響使地類破碎程度加大，而西南區域主要為連片分布的山區林地，擾動性小，連通性較好，其生態壓力性低。數值上，2020-2022年研究區內生態組織結構低值有較為明顯的減小，由0.71減少到0.54。整體上看，2020-2022年研究區的生態組織結構分布變化并不明顯，主要是因為研究區土地集約化水平提高，景觀類型分布不均衡。圖52020-2022年生態組織結構

4.4生態安全指數利用上述3個目標層借助燕尾突變模型對海南熱帶雨林國家公園2020年、2022年的生態安全水平進行綜合評價，研究區生態安全指數最小值均大于0.70，說明海南熱帶雨林國家公園生態較為安全，但為研究區未來發展，本文參考前人研究[30,31]，利用自然間斷點法將生態安全評價結果劃分為：很不安全、較不安全、安全、很安全、非常安全5個等級，各等級分布情況如表5圖6所示。整體上2020年、2022年海南熱帶雨林國家公園生態安全水平均值分別為0.95、0.96，公園處于生態安全狀態。從數值上看，2020年很不安全區域集中分布在瓊中縣、保亭縣、萬寧市，面積分別為：4.90km2、4.81km2、3.88km2，很不安全區域面積的70.86%分布在這3個市縣；2022年很不安全區域除白沙縣、五指山市、保亭縣3個市縣小幅減少外，其他市縣均縮減為0km2，說明研究時域內，整個研究區積極響應國家號召，對區域內國家公園的生態安全保護予以大力支持。研究區較不安全區域，東方市由2020年的3.31km2增長到2022年的11.75km2，保亭縣由2020年的16.03km2增長到23.43km2，漲幅分別為254.98%、46.16%，一定程度上說明東方市和保亭縣忽視了對區域內熱帶雨林國家公園較不安全區的生態安全保護，東方市尤甚。2020-2022年保亭縣和陵水縣生態安全區分別由6.41km2增長到56.89km2、1.43km2增長到43.65km2，分別增長了50.48km2、42.22km2，各占行政管轄范圍內熱帶雨林國家公園面積的22.18%、20.23%，但是兩市縣的很安全區和非常安全區均有所減小，說明保亭縣和陵水縣對區域內國家公園生態安全的保護力度還應該繼續加強。瓊中縣和五指山市的很安全區面積分別減少86.44km2、174.99km2，但安全區域和非常安全區域均有增加，其中瓊中縣分別增加18.60km2、105.58km2，五指山市分別增加71.35km2、117.63km2。自國家公園獲批以來，兩市縣對海南熱帶雨林國家公園的生態保護已取得了顯著成效但依然有待提高。昌江縣、白沙縣、東方市、樂東縣4個市縣的安全區均轉化為很安全區或非常安全區，2022年市縣轄區內非常安全區域面積分別達到290.37km2、446.47km2、409.61km2、502.37km2，分別占管轄范圍內熱帶雨林國家公園面積的61.26%、56.01%、78.71%、71.77%，研究時域內，4個市縣積極響應號召，緊跟政策引導，大力完成對區域內國家公園的生態安全保護工作。從空間分布上看，2020年生態不安全區域主要分布在白沙縣及昌江縣域邊界、白沙縣和瓊中縣交界呈帶狀或呈組團狀的人口集中的村落，兩年間生態不安全區表現出向東擴散的趨勢。安全區域主要分布在南部和西北部地區，總的來說生態安全呈現出明顯的空間異質性。圖6生態安全評價結果表5各市縣生態安全等級面積占比（單位：km2）圖6生態安全評價結果市縣安全等級很不安全較不安全安全很安全非常安全20年22年20年22年20年22年20年22年20年22年昌江縣1.140.0038.656.8987.5352.80197.79123.95148.91290.37白沙縣1.351.3767.3252.04145.41136.96304.29160.24278.71446.47瓊中縣4.900.0048.9916.1571.8690.46223.74137.30241.70347.28萬寧市3.880.000.000.003.8812.9315.527.767.7610.34東方市0.000.003.3111.7531.4918.47290.0480.58195.57409.61五指山市1.581.5555.1937.2752.03127.34378.42203.43231.78349.41保亭縣4.811.6716.0323.436.4156.89149.0497.0551.2848.53陵水縣0.000.001.431.361.4343.65148.67132.3257.1831.37樂東縣1.530.0012.253.0290.3761.85386.00132.76209.85502.37合計19.184.60243.17151.91490.41601.342093.501075.391422.742435.775結論本文參考生態學中的“活力-組織力-恢復力-生態服務能力”邏輯架構，“生態服務能力-生態敏感性-生態組織結構”指標結構，借助ArcGIS、Fragstats軟件，采用不同類型的突變模型進行指標集成，最終得到海南熱帶雨林國家公園2020年和2022年的生態安全評價結果，得出結論：（1）2020-2022年研究區低水平的生態服務能力得到明顯改善。研究區內生態服務能力由0.88增長到0.89，極差保持不變。低生態服務能力區域主要分布在兩市縣的交界，并逐漸向中等生態服務能力區域轉化。（2）2020年海南熱帶雨林國家公園生態敏感區主要組團分布在研究區的東南部（瓊中縣、五指山市、陵水縣、萬寧市），在西北部則是沿市縣交界呈帶狀分布。2022年研究區生態敏感性大幅增加，主要沿市縣交界向外發散式擴張。（3）2020-2022年研究區的生態組織結構整體上有減少的趨勢。生態組織結構低值有較為明顯的減小，由0.71減少到0.54，但空間分布上變化并不明顯。（4）總體上，2020-2022年海南熱帶雨林國家公園生態較為安全。研究區內生態安全等級為安全、很安全、非常安全的區域總面積由2020年的4006.65km2增長到4112.50km2，分別占研究區總面積的94%、96%。本文因自身能力不足及其他客觀因素的影響，仍存在以下三點不足需要改進：（1）研究時間跨度較小，并不能很好的代表研究區生態安全的演變趨勢；（2）指標構建過程中，選取的指標數量過少，在一定程度上增加了對于區域生態安全的評價結果的局限性，應當選取更為全面的指標體系來對區域生態安全進行評價；（3）目前針對于海南熱帶雨林國家公園的生態安全評價研究中，對于生態安全評價結果并未產生權威的等級劃分依據，故而本文采用自然間斷點法對評價結果進行的等級劃分并不具備劃分依據。在未來的研究中，針對于海南熱帶雨林國家公園的生態安全評價應當與國家公園的生態安全評價體系緊密聯合，互作參考，構建更為全面的評價指標體系；在演變趨勢研究中應當選取較為寬裕的時間節點，從而在宏觀上表達研究目標的演變趨勢。參考文獻[1]代云川,薛亞東,張云毅,等.國家公園生態系統完整性評價研究進展[J].生物多樣性,2019,27(01):104-113.[2]姚小蘭.海南熱帶雨林國家公園高速公路穿越段的生態風險與對策研究[D].海南大學,2024.[3]海南熱帶雨林國家公園[J].資源與人居環境,2023(12):82.[4]程研,關穎慧,吳秀芹.基于土地利用變化的喀斯特斷陷盆地景觀格局演變與生態安全評價[J].生態學報,2023,43(22):9471-9485.[5]王根緒,程國棟,錢鞠.生態安全評價研究中的若干問題[J].應用生態學報,2003,(09):1551-1556.[6]何雄偉,盛方富.國家級自然保護區生態預警指標體系構建與生態安全評價——以江西鄱陽湖國家級自然保護區為例[J].生態經濟,2021,37(12):190-195.[7]ZHANGYue,ZHANGLiyuan,YuKanhua,etal.Analysisofthecharacteristicsofecologicalsecurityzoninganditsdynamicchangepattern:Acasestudyoftheweibeiarea[J].Sustainability,2020,17(12):7222.[8]王朝科.生態安全評價的方法論[J].統計與咨詢,2003,(01):40-41.[9]左偉,王橋,王文杰,等.區域生態安全評價指標與標準研究[J].地理學與國土研究,2002,(01):67-71.[10]謝花林,劉黎明,趙英偉.鄉村景觀評價指標體系與評價方法研究[J].農業現代化研究,2003(02):95-98.[11]柯小玲,向夢,林蕓.基于主成分分析和灰色理論的武漢市生態安全評價研究[J].科技管理研究,2018,38(01):79-85.[12]胡志仁,龔建周,李天翔,等.珠江三角洲城市群生態安全評價及態勢分析[J].生態環境學報,2018,27(02):304-312.[13]王軍廣,趙志忠,趙廣孺,等.海南島土地生態安全評價[J].安徽農業科學,2010,38(08):4215-4218.[14]張清軍,魯俊娜,程從勉.區域土地資源生態安全評價——以石家莊市為例[J].湖北農業科學,2011,50(06):1122-1127.[15]章錦河,張捷,王群.旅游地生態安全測度分析——以九寨溝自然保護區為例[J].地理研究,2008(02):449-458.[16]王洪翠,吳承禎,洪偉,等.P-S-R指標體系模型在武夷山風景區生態安全評價中的應用[J].安全與環境學報,2006,(03):123-126.[17]何文娟,