石羊河流域景观生态风险时空分布特征

孙丽蓉, 马静, 周冬梅,*, 张军,2

石羊河流域景观生态风险时空分布特征

孙丽蓉1, 马静1, 周冬梅1,*, 张军1,2

1. 甘肃农业大学, 资源与环境学院, 兰州 730070 2. 甘肃省节水农业工程技术研究中心, 兰州 730070

石羊河流域地处干旱内陆河流域, 是西北乃至中国重要的生态屏障。以1986、2000和2015年三期土地利用数据为基础, 构建景观生态风险评价指数, 研究其景观生态风险时空分布特征及其与地形因子之间的关系。结果表明: (1)石羊河流域景观生态风险空间分布呈南低北高的趋势。Ⅰ、Ⅳ、Ⅴ级景观生态风险区域为石羊河流域的主要风险类型。(2)Ⅰ级景观生态风险在较高海拔、中坡度出现的频率高, Ⅱ级景观生态风险在高海拔、中坡度具有优势, Ⅲ级景观生态风险分布优势在高海拔、低坡度, Ⅳ—Ⅴ级景观生态风险均在低海拔、低坡度出现的频率高。(3)Ⅰ—Ⅱ级景观生态风险中土地类型主要为草地和耕地, Ⅲ—Ⅴ级景观生态风险主要土地类型为未利用地。研究结果对流域生态保护和经济社会可持续发展具有重要意义。

石羊河流域; 景观生态风险评价; 地形因子梯度; 土地利用

0 前言

生态风险评价是生态系统在一种或多种外界因素作用下发生生态风险可能性的评价方法[1]。景观生态风险评价依托景观生态学的生态过程与空间格局, 更加关注景观生态风险的时空特性和尺度效应可能产生的不良结果, 在生态风险评价领域中占据重要地位[2]。自然因素和人类活动的影响下景观格局发生变化, 导致生态风险趋于加剧, 而干旱内陆河流域本身生态环境脆弱, 抗外界干扰性弱, 其景观生态风险势必进一步增加。保持生态环境脆弱区的稳定和低风险是实现区域经济社会可持续发展的物质基础。

景观生态风险概念提出以来, 国内外学者高度关注景观生态风险评价模型与研究方法[3]。综合来看, 景观生态风险评价方法主要有统计描述、空间制图和模型运算等[4-5]。其中, 统计描述(如主成分分析、最小二乘法回归)可以定量描述生态风险贡献率、生态风险指数等, 但对时空特征的关注较少。最小累积阻力[6]、有序加权平均[7]等模型可以构建生态安全格局, 设置情景, 较好地在水平方向上研究景观格局对生态过程的影响。整体上看, 景观生态风险的研究区域主要以河漫滩[8]、流域[9-13]、城市群[14]为主, 也有一些针对公路网[15]、物种评价、栖息地等[16-18]研究。

石羊河流域是河西走廊三大内陆河流域之一, 生态环境脆弱, 水资源匮乏, 受气候变化和人口增加等人类活动影响, 造成流域内地下水超采, 生态环境进一步恶化, 生态风险加剧。当前石羊河流域景观生态风险研究只是从景观格局指数、人为角度出发, 很少从自然—人为多角度出发。本文以石羊河流域为研究对象, 构建景观生态风险评价模型, 研究景观生态风险时空分布规律, 并结合地形分布指数和土地利用变化对流域景观生态风险进行详细分析, 以及为石羊河流域景观生态风险优化调控提供科学依据。

1 研究区概况

石羊河流域位于河西走廊东部, 祁连山北麓, 西南与青海省相连, 东北与内蒙古自治区接壤, 东经101°41′—104°16′, 北纬36°29′—39°27′。行政区划涉及武威、金昌、张掖、白银共四市九县。流域面积4.16×104km2(图1)。近年来, 由于人为因素和自然历史等原因, 导致石羊河流域水资源过度开发利用, 地下水过度开采, 区域生态环境恶化严重, 面临沙漠化扩展、沙尘暴频发、水资源减少、植被退化、水土流失加剧、水源涵养能力下降等问题。

图1 石羊河流域空间位置示意图

Figure 1 Location of the Shiyang River Basin

2 研究方法

2.1 数据来源及处理

本文研究所需数据涉及土地利用、行政区划以及高程数据。数据来源于国家自然科学基金委员会“中国西部环境与生态科学数据中心”的1986年、2000年和2015年土地利用现状图, 采用中国科学院资源环境数据库土地利用分类系统, 将流域土地利用类型分为耕地、林地、草地、水域、未利用地和建设用地。

2.2 风险小区划分

目前, 风险小区的划分以等间距采样更为常见[19], 即利用ArcGIS中的创建渔网工具, 将石羊河流域划分为20 km×20 km的网格, 共划分为130个风险小区, 每个风险小区的生态风险值将赋值于中心点。生态风险指数作为一种典型的区域变量[20], 采用地学统计中半变异函数来表示其空间变化规律。公式如下[21]:

式中,r是样本距为的半方差;是样本距;Z(x)是位置x处的生态风险值;Z(x)是位置x处的生态风险值;N是间距为的样本对的总个数。

利用ArcGIS地学统计中的空间分析方法, 将风险小区中心点通过克里金插值法生成流域内生态风险分布图。通过对球状模型、三角模型、指数模型和高斯模型模拟结果对比, 发现球状模型拟合效果最好。

2.3 景观生态风险指数

生态风险大小取决于生态系统内部不同景观类型受到外部干扰的程度以及内部脆弱性大小[22]。本文从景观类型结构出发, 根据景观组分的面积比重, 选用干扰度和脆弱度建立景观格局与生态风险之间的联系, 构建景观生态风险指数模型。其中, 景观生态风险指数(,)计算公式如下[23]:

式中:为景观类型的数量;E为景观类型的干扰度指数;F为景观类型的脆弱度指数;S为第个风险小区内第类景观类型的面积;S为第个风险小区的总面积。

利用ArcGIS下的自然断点法, 并根据石羊河流域实际情况将景观生态风险值划分为5个级别(表1)。

2.3.1 景观干扰度指数

景观干扰度指数用来反映不同景观所代表的生态系统受到外部干扰的程度, 干扰越大, 生态风险越大。以景观格局分析为基础, 构建景观干扰度指数, 通过破碎度、分离度和优势度叠加来表示不同景观所代表的生态系统受到干扰的程度。其公式为[24]:

其中:

景观破碎度指数:

Figure 2 Land use distribution map of the Shiyang River Basin from 1986 to 2015

表1 石羊河流域景观生态风险等级划分

景观分离度指数:

景观优势度指数:

式中:n为景观类型的斑块数, A为景观类型的总面积,为景观总面积;Q=斑块出现的样方数/总样方数,M=斑块的数目/斑块总数,L=斑块的面积/样方的总面积。、、分别为C、N、和D的权重, 且1, 根据相关文献[12], 对、和三个指标分别赋值为0.5、0.3和0.2, 未利用地赋值为0.2、0.3和0.5。

2.3.2 景观脆弱度指数

景观脆弱度表示不同景观类型抵抗外界干扰的能力, 干扰能力越小, 脆弱性越大, 生态风险越大。

针对研究区实际情况, 在借鉴他人研究成果基础上[25-26], 采用专家打分法, 将研究区景观类型的脆弱性分为6级, 从高到低依次为: 未利用地6、水域5、耕地4、草地3、林地2、建设用地1, 进行归一化处理后得到各景观类型脆弱度指数F。

2.3.3 景观损失度指数

景观损失度指数R用景观干扰度和景观脆弱度表示。

式中:R为景观损失度指数,E为景观干扰度指数,F为景观脆弱度指数。

2.4 地形因子梯度

2.4.1 高程与坡度分级

研究区最低海拔1254 m, 最高海拔5125 m, 考虑两侧极端高程, 将高程分为5个梯度; 高程小于1400 m为一级, 1400—2100 m, 2100—2800 m, 2800—3500 m和3500—5000 m共5级。通过ArcGIS下的3D Analyst Tools工具, 得到流域的坡度分布, 并依据《第三次全国土地调查技术规程》分级要求, 将坡度分为5类: ≤2°、2—6°、6—15°、15—25°、≥25°。本文将5级高程/坡度梯度分别定义为低海拔/坡度、较低海拔/坡度、中海拔/坡度、较高海拔/坡度和高海拔/坡度地区。

2.4.2 地形分布指数

为消除不同地形因子区段面积差异和不同风险等级面积比重差异带来的量纲影响, 用分布指数来描述各风险等级在地形因子梯度上的分布状况, 公式如下[27—29]:

式中:为地形分布指数;S为第种地形因子下第类风险等级面积;S为第类风险等级总面积;为研究区总面积;S为第种地形因子总面积。>1, 说明特定风险等级在特定地形因子上处于优势分布, 且值越大, 分布优势越明显。

3 结果与分析

3.1 石羊河流域生态风险时空特征

由图3可知, 石羊河流域景观生态风险等级分布呈现北高南低的趋势。Ⅰ级景观生态风险区域分布在南部祁连山一带; Ⅱ级景观生态风险主要分布在祁连山北部及部分分布在祁连山南部一带; Ⅲ级景观生态风险区域紧靠祁连山北部Ⅱ级生态风险区域及民勤中部、金昌东部; Ⅳ级景观生态风险分布在金昌西部及民勤中部Ⅲ级景观生态风险向四周延伸一带; Ⅴ级景观生态风险区域主要分布在民勤。

从表2可以看出, Ⅰ、Ⅳ、Ⅴ级景观生态风险为石羊河流域的主要风险类型, 约占整个石羊河流域的70%以上。

1986—2000年间, Ⅰ级景观生态风险等级面积减少0.86%, 主要在祁连山一带; Ⅱ级景观生态风险等级面积增加1.06%, 主要增加区域为祁连山北部及天祝地区; Ⅲ级景观生态风险等级面积增加0.78%, 主要增加区域为金昌东北部及民勤中部; Ⅳ级景观生态风险等级面积增加0.49%; Ⅴ级景观生态风险等级面积减少1.47%, 主要减少地区为民勤荒漠北部。20世纪90年代, 由于人口规模的大量增加以及社会经济的发展, 城镇建设需要大量的建材及资源, 因此祁连山一带人类活动的出现, 使得森林遭滥砍滥伐, 祁连山自然资源被大量开采。2000年武威地区发生连旱现象, 导致冬春季节气温持续偏高, 武威市、天祝县、民勤县半年无有效降水, 旱情严重导致草地未能返青, 最终导致Ⅰ、Ⅴ级景观生态风险等级面积减少。1993年, 武威地区出现了历史上罕见的黑沙尘暴天气, 破坏力极强, 灾情发生后, 为保护民勤绿洲, 保护资源, 禁止在各县域采挖植被, 之后启动武威地区万亩滴灌示范区建设工程、民勤调水工程、天祝县生态建设恢复工程等, 推广科学种田和节水灌溉工程。因此Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ级景观生态风险等级面积较20世纪80年代有所增加, 说明在一定程度上对石羊河流域的治理保护工作有所成效。

图3 石羊河流域生态风险空间分布等级图

Figure 3 Spatial distribution of ecological risks in the Shiyang River Basin

表2 石羊河流域景观生态风险等级变化

2000—2015年间, Ⅰ级景观生态风险等级面积减少0.28%, 主要在祁连山一带, 面积变化不大; Ⅱ级景观生态风险等级面积增加0.05%; Ⅲ级景观生态风险等级面积增加1.59%, 金昌东部及民勤中部面积进一步扩大, 呈现金昌、永昌相连的态势; Ⅳ级景观生态风险等级面积增加2.61%, 主要增加区域为民勤荒漠北部; Ⅴ级景观生态风险等级面积减少3.96%, 主要减少地区为民勤荒漠北部及武威东北部。2001年, 民勤引黄工程正式通水, 温家宝总理提出“决不能让民勤成为第二个罗布泊”, 水利部及相关部门对石羊河水资源的统一规划, 调度和管理进行重视。之后开始实施防护林体系建设, 呼吁民勤县退耕还林、种草养畜、节水农业等工程。但祁连山自然资源仍遭到破坏, 使得Ⅰ级景观生态风险等级面积仍然减少。祁连山采取移民搬迁, 禁止开采自然资源、封锁保护等措施, 但总体上景观生态风险等级仍向好的方向转移, Ⅴ级景观生态风险区域减少, Ⅲ、Ⅳ级景观生态风险区域面积逐渐增加。

1986—2015年间, Ⅰ级景观生态风险等级面积减少1.15%, 主要在祁连山一带; Ⅱ级景观生态风险等级面积增加1.11%, 主要增加区域为天祝地区; Ⅲ级景观生态风险等级面积增加2.37%, 主要增加区域为金昌西北部及民勤中部; Ⅳ级景观生态风险等级面积增加3.10%; Ⅴ级景观生态风险等级面积减少5.43%, 主要减少地区为民勤荒漠北部。总的来看, 由于石羊河流域太阳辐射强、降水稀少、蒸散发强烈、空气干燥和流域水资源承载能力相对较弱等。自然条件在很大程度上影响了流域景观生态风险水平。而上世纪80年代以来, 流域人口迅速增加, 建设用地加速扩展, 人类对耕地、水、土地等资源的需求和开发利用急剧加大。人类活动作为一种叠加在自然因素上的外力, 加剧了流域生态环境的恶化, 从而加剧了景观的生态风险。可以看出, 2000年以前, 由于流域内人口的快速增长和经济的快速发展, 不合理的人类活动导致了景观格局的变化, 加剧了生态环境的恶化。2000年以来, 整体生态环境不断恶化, 但恶化速度明显放缓, 并取得了一定的初步恢复效果。

3.2 景观生态风险分布与地形的关系

3.2.1 景观生态风险与高程关系

表3是石羊河流域景观生态风险等级与高程的关系, 表中数字1—5分别表示高程梯度的5个等级; 数值区域则为对应高程的地形分布指数,值越大, 表明在某一生态风险等级下对应高程出现的频率越高,>1的区间为对应高程的景观生态风险分布处于优势区间; 本文对<1的值未统计。

由表3可知, 景观生态风险等级在不同高程上具有分异性。Ⅰ级景观生态风险等级分布在高程2100—3500 m上, 且高程越高,值越大, 说明Ⅰ级景观生态风险多集中分布在较高海拔地区。这主要是由于2100—3500 m海拔高度多为山地高原, 降水充足, 植被丰富, 再加上高海拔地区人类干扰度小, 所以此高程带上景观生态风险等级低。Ⅱ级景观生态风险分布于1400—5000 m海拔上, 并且海拔越高,值越大, 但1986—2000年时段, 海拔2100—2800 m上<1, 说明这一时段, 此海拔高度上人类活动干扰性大, Ⅱ级景观生态风险在此高程上没有分布。整体来看, Ⅱ级景观生态风险在高海拔具有优势, 主要原因是随着海拔的不断升高, 植被覆盖高, 植物涵养水分、土质质量高, 自然条件优越以及人类干扰度小, 所以Ⅱ级景观生态风险多分布于高海拔。Ⅲ级景观生态风险分布于1400—2100 m以及3500—5000 m高程上, 从表3中可以看出, 1986—2000年, Ⅲ级景观生态风险在3500—5000 m上更有优势, 但2015年, 3500—5000 m高程上优势下降, 主要分布在1400—2100 m上, 这说明, 在1986—2000年期间, 由于人口急速增长以及城镇建设规模的扩大, 人类仍然向祁连山高海拔地区进行树木砍伐, 破坏自然资源, 但2000年之后, 石羊河治理工程逐渐开展, 祁连山进行“生态移民”等措施, 遏制人类活动, 因此Ⅲ级景观生态风险在高海拔地区优势下降, 多集中在中低海拔。Ⅳ级景观生态风险在<1400 m高程上分布, Ⅴ级景观生态风险在2100 m高程以下分布, 且海拔越低,值越大, 这主要是研究区在低海拔人口密集, 耕地量大, 用水需求高, 人类活动剧烈, 生态脆弱, 因此低海拔地区多为景观生态的高风险地带。

3.2.2 景观生态风险与坡度分布关系

由表4可知, 景观生态风险在不同坡度上的分异性规律明显。Ⅰ、Ⅱ级景观生态风险主要分布在坡度>2°以上区域, Ⅰ级景观生态风险的值在6—15°时最大, 说明在这一坡度范围内, Ⅰ级景观生态风险具有优势, Ⅱ级景观生态风险坡度>25°时值最大, 说明Ⅱ级景观生态风险在坡度大的区域越有优势。坡度越大, 水土流失逐渐严重, 这种地势对人类活动没有优势, 因此, 坡度越大的地区景观生态风险等级越小。

表3 石羊河流域景观生态风险与高程的分布关系

Ⅲ—Ⅴ级景观生态风险均表现为坡度<2°时具有优势, 这主要是坡度越平坦, 越有利于耕地、建设用地的扩展, 人类的干扰越大, 因此景观生态风险的等级就越高。

3.3 景观格局变化及土地利用对景观生态风险的影响

3.3.1 景观格局指数

表5为石羊河流域1986—2015年各景观格局指数。其中, 2015年, 耕地、林地、建设用地的破碎度和分离度指数下降, 草地、水域和未利用的破碎度和分离度指数升高, 说明城市化的加快对建设用地的扩展规模增大, 使得该类景观地域趋于集中, “退耕还林”等项目的实施使得生态环境得以改善, 耕地、林地在地域上呈集中分布趋势, 破碎程度明显下降。

草地、未利用地为优势较高的两类景观, 说明这两类景观在一定程度上影响着整个研究区, 由于草地的涵养能力高, 因此在景观类型中占有优势, 未利用地的优势高则和面积大有很大的关系。建设用地的干扰度指数高, 说明建设用地的景观生态风险等级高, 未利用的脆弱度和损失度指数均高, 说明未利用地的景观生态风险等级也相应高。结合图2, 未利用地主要分布在石羊河流域的北部, 城镇建设用地主要零星分布于中部走廊区以及民勤地区, 因此这些区域的景观生态风险等级较高, 而草地、林地主要分布在石羊河流域下游, 因此景观生态风险等级较低。

3.3.2 土地利用对景观生态风险的影响

本文统计石羊河流域1986—2015年期间各景观生态风险等级内不同土地利用类型所占面积比例(如图3)。可以看出, 三个时段在各景观生态风险等级土地利用类型面积占比的趋势一致。整体看, 草地在Ⅰ—Ⅴ级景观生态风险等级占比逐渐下降, 未利用地占比逐渐上升。在Ⅰ级景观生态风险等级中, 仅草地这一单项就占约50%, 其次为耕地和林地; 水域、建设用地及未利用地占比之和不到5%。Ⅱ级景观生态风险等级中占比最高的仍然是草地和耕地, 这一景观生态风险等级中, 未利用地的占比较Ⅰ级景观生态风险内占比增长幅度大。Ⅲ—Ⅴ级景观生态风险等级中, 未利用地的占比持续上升, 从Ⅲ级景观生态风险的40%上升到Ⅴ级生态风险的90%。

表4 石羊河流域景观生态风险与坡度的分布关系

表5 景观格局指数

Ⅰ—Ⅱ级景观生态风险等级区域位于祁连山一带, 主要土地类型为草地、耕地及林地, 草地、林地具有较强的水源涵养能力, 因此景观生态风险的等级较低。从石羊河流域中游至民勤地区, 人类活动及气候因素对自然环境产生干扰及破坏, 导致天然草场、林地逐渐被退化, 撂荒土地现象也逐渐严重, 因此出现地表水下降、植被退化、荒漠化蔓延及沙尘暴频繁等生态问题, 导致景观生态风险程度高, 自然环境面临危机。

4 讨论与结论

4.1 讨论

石羊河流域景观生态风险等级受多种因素的影响, 其中自然因素和人类活动是影响景观生态风险等级的主导因素之一。流域南部祁连山区由地形形成的高原山地为该地区重要的水源涵养区, 矿藏、水资源相对丰富, 因此景观生态风险等级低, 但是违规开采矿产资源、建设水电站等, 造成该区域生态系统服务功能受损。流域中部是绿洲平原, 人类活动和对土地的开垦频繁, 对环境产生了剧烈的影响, 如城镇化扩张, 道路拓宽修建以及工业用地的扩大等都对原有的土地类型进行破坏, 因此景观生态风险仍面临恶化趋势。流域北部, 由于地广人稀, 人类对该地的干扰较小, 但是, 自然环境的恶劣, 该区域仍是景观生态风险的高区域。可见, 自然因素和人类活动对景观生态风险的影响之大。

图3 石羊河流域1986—2015各景观生态风险等级内不同土地利用类型所占面积

Figure 3 Area of different land use types in each ecological risk level of the Shiyang River Basin from 1986 to 2015

本文结果无论自然环境还是人为活动导致的后果均与流域景观生态风险分布一致, 说明此方法具有一定的可行性。但是, 由于影响景观生态风险的自然因素很多, 本文仅以地形(高程和坡度)研究, 具有一定的局限性, 在下一步的研究中, 有必要加入多源因素(如气候等)对景观生态风险做进一步深入分析。其次, 由于地域差异化, 影响景观生态风险的主要土地类型不同, 张学斌[12]等研究表示未利用地对石羊河流域景观生态风险的几率大, 与本文的研究结果一致, 而孙洪波[30]等研究表示建设用地对三峡库区流域的景观生态风险影响大。

4.2 结论

(1)石羊河流域景观生态风险空间分布呈南低北高的趋势。Ⅰ、Ⅳ、Ⅴ级景观生态风险区域为石羊河流域的主要风险类型, 30年来, Ⅴ级景观生态风险区域减少3.52%, 逐渐向Ⅲ、Ⅳ级景观生态风险区域转移, 但Ⅰ级景观生态风险减少0.19%, 提醒人类在采取相关措施减少高景观生态风险的同时, 也要关注低景观生态风险区域。

(2)Ⅰ级景观生态风险在较高海拔, 中坡度出现的频率高, Ⅱ级景观生态风险向高海拔, 高坡度转移, Ⅲ级景观生态风险分布优势在高海拔, 低坡度, Ⅳ—Ⅴ级景观生态风险均在低海拔, 低坡度出现的频率高。

(3)2015年, 耕地、林地、建设用地的破碎度和分离度指数下降, 草地、水域和未利用地的破碎度和分离度指数升高; 草地、未利用地优势度指数较高; 城镇用地干扰度指数高, 未利用地脆弱度和损失度高。Ⅰ—Ⅱ级景观生态风险中土地类型主要为草地和耕地, Ⅲ—Ⅴ级景观生态风险主要土地类型为未利用地。

[1] 赵越, 罗志军, 李雅婷, 等. “三生空间”视角下的赣江上游流域景观生态风险时空分异研究[J]. 生态学报, 2019, 39(13): 1–10.

[2] 王涛, 肖彩霞, 刘娇, 等. 杞麓湖流域景观时空格局演变及其对景观生态风险的影响[J]. 水土保持研究, 2019, 26(6): 219–225.

[3] 彭建, 党威雄, 刘焱序, 等. 景观生态风险评价研究进展与展望[J]. 地理学报, 2015, 70(4): 664–677.

[4] 李青圃, 张正栋, 万露文, 等. 基于景观生态风险评价的宁江流域景观格局优化[J]. 地理学报, 2019, 74(7): 1420– 1437.

[5] ZHANG Tianhua, WANG Tong, HUANG Qiongzhong, et al. Ecological risk assessment of Lhasa River Basin on the Tibetan Plateau[J]. Acta Ecologica Sinica, 2018, 38(24): 9012–9020.

[6] 潘竟虎, 刘晓. 疏勒河流域景观生态风险评价与生态安全格局优化构建[J]. 生态学杂志, 2016, 35(3): 791–799.

[7] 刘焱序, 王仰麟, 彭建, 等. 基于生态适应性循环三维框架的城市景观生态风险评价[J]. 地理学报, 2015, 70(7): 1052–1067.

[8] KOOISTRA L, LEUVEN R , NIENHUIS P, et al. A Procedure for Incorporating Spatial Variability in Ecological Risk Assessment of Dutch River Floodplains[J]. Environmental Management, 2001, 28(3): 359–373.

[9] 张月, 张飞, 周梅, 等. 干旱区内陆艾比湖区域景观生态风险评价及时空分异[J]. 应用生态学报, 2016, 27(1): 233–242.

[10] 刘世梁, 刘琦, 张兆苓, 等. 云南省红河流域景观生态风险及驱动力分析[J]. 生态学报, 2014, 34(13): 3728–3734.

[11] 卢远, 苏文静, 华璀, 等. 左江上游流域景观生态风险评价[J]. 热带地理, 2010, 30(5): 496–502.

[12] 张学斌, 石培基, 罗君, 等. 基于景观格局的干旱内陆河流域生态风险分析——以石羊河流域为例[J]. 自然资源学报, 2014, 29(3): 410–419.

[13] 巩杰, 高彦净, 张玲玲, 等. 基于地形梯度的景观生态风险空间分析——以甘肃省白龙江流域为例[J]. 兰州大学学报(自然科学版), 2014, 50(5): 692–698.

[14] 汪翡翠, 汪东川, 张利辉, 等. 京津冀城市群土地利用生态风险的时空变化分析[J]. 生态学报, 2018, 38(12): 4307–4316.

[15] 周华荣, 钱亦兵, 吴兆宁, 等. 公路景观生态环境风险评价体系的建立和应用: 以315国道新疆依吞布拉克—且末段为例[J]. 环境科学, 2005, 25(3): 192–197.

[16] CAROLYN T, HUNSAKERRC, ROBIN L, et al. Assessing ecological risk on a regional scale[J]. Environmental Management, 1990, 14(3): 325–332.

[17] PAUL J, VAN D, CATHERINE B, et al. New approaches to the ecological risk assessment of multiple stressors[J]. Marine and Freshwater Research, 2016, 67(4): 429–439.

[18] AHRENS C, CHUNG J, MEYER T, et al. Bentgrass Distribution Surveys and Habitat Suitability Maps Support Ecological Risk Assessment in Cultural Landscapes[J]. Weed Science, 2011, 59(2): 145–154.

[19] 曹祺文, 张曦文, 马洪坤, 等. 景观生态风险研究进展及基于生态系统服务的评价框架: ESRISK[J]. 地理学报, 2018, 73(5): 843–855.

[20] 田颖, 李冰, 王水. 江苏沿海地区景观格局的生态风险研究[J]. 水土保持研究, 2015, 22(1): 241–245.

[21] 徐羽, 钟业喜, 冯兴华, 等. 鄱阳湖流域土地利用生态风险格局[J]. 生态学报, 2016, 36(23): 7850–7857.

[22] 刘迪, 陈海, 张敏, 等. 生态脆弱区景观生态风险时空分异及其地形梯度分析——以陕西省米脂县为例[J]. 水土保持研究, 2019, 26(4): 239–244.

[23] 赵卫权, 杨振华, 苏维词, 等. 基于景观格局演变的流域生态风险评价与管控——以贵州赤水河流域为例[J]. 长江流域资源与环境, 2017, 26(8): 1218–1227.

[24] 高宾, 李小玉, 李志刚, 等. 基于景观格局的锦州湾沿海经济开发区生态风险分析[J]. 生态学报, 2011, 31(12): 3441–3450.

[25] 魏伟, 石培基, 雷莉, 等. 基于景观结构和空间统计方法的绿洲区生态风险分析——以石羊河武威、民勤绿洲为例[J]. 自然资源学报, 2014, 29(12): 2023– 2035.

[26] 吴文婕, 石培基, 魏伟, 等. 石羊河流域绿洲城市水土资源利用生态风险评价——以武威市为例[J]. 干旱区地理, 2012, 35(5): 838–846.

[27] 朱昌丽, 张继飞, 赵宇鸾, 等. 青藏高原东缘典型流域生态系统服务的地形梯度效应——以岷江上游为例[J]. 长江流域资源与环境, 2017, 26(10): 1687–1699.

[28] 郭洪峰, 许月卿, 吴艳芳. 基于地形梯度的土地利用格局与时空变化分析——以北京市平谷区为例[J]. 经济地理, 2013, 33(1): 160–166.

[29] 喻红, 曾辉, 江子瀛. 快速城市化地区景观组分在地形梯度上的分布特征研究[J]. 地理科学, 2001, 21(1): 64– 69.

[30] 孙洪波, 杨桂山, 苏伟忠, 等. 沿江地区土地利用生态风险评价——以长江三角洲南京地区为例[J]. 生态学报, 2010, 30(20): 5616–5625.

Temporal and spatial distribution characteristics of landscape ecological risk in the Shiyang River basin

SUN Lirong1, MA Jing1, ZHOU Dongmei1,*, ZHANG Jun1,2

1. College of Resources and Environmental Sciences, Gansu Agricultural University, Lanzhou 730070, China 2. Research Center for Water-saving Agriculture in Gansu Province, Lanzhou 730070, China

The Shiyang River basin is located in the arid inland river basin and is an important ecological barrier in Northwestern China and even China. Based on the three phases of land use data in 1986, 2000, and 2015, a landscape ecological risk assessment index was constructed to study the spatial and temporal distribution characteristics of landscape ecological risk and its relationship with terrain factors. The results show that: (1) The spatial distribution of landscape ecological risk in the Shiyang River basin showed a trend of low in the south and high in the north. Ⅰ, Ⅳ, and Ⅴ landscape ecological risk areas were the main types of risks in the Shiyang River basin. (2) Ⅰ landscape ecological risks had a high frequency at higher altitude and mid-slope, and Ⅱ landscape ecological risks had high-altitude and mid-slope. Advantages, the distribution advantages of grade Ⅲ landscape ecological risk were at high altitude and low slope, and the frequency of grade Ⅳ-Ⅴ landscape ecological risks were high at low altitude and low slope. (3) The land types in the landscape ecological risks of grades Ⅰ-Ⅱ were mainly grassland and cultivated land, and the main land types of landscape ecological risks in grades Ⅲ-Ⅴ were unused land. The research results are of great significance to the ecological protection of the river basin and the sustainable development of the economy and society.

Shiyang River basin; landscape ecological risk assessment; gradient of terrain factor; land use

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.02.023

S157.2

A

1008-8873(2022)02-194-10

2020-04-20;

2020-04-28

甘肃省高等学校创新基金(2021A-061); 甘肃省自然科学基金(21JR7RA811); 甘肃省林业和草原资源保护与发展项目(环县人工造林地生态系统服务评价及优化调控)

孙丽蓉(1996—), 女, 甘肃兰州人, 硕士, 主要从事农业水土资源利用研究, E-mail: 2358448018@qq.com

通信作者:周冬梅, 女, 博士, 副教授, 主要从事农业气候适宜性研究, E-mail: zhoudm@gsau.edu.cn

孙丽蓉, 马静, 周冬梅,等. 石羊河流域景观生态风险时空分布特征[J]. 生态科学, 2022, 41(2): 194–203.

SUN Lirong, MA Jing, ZHOU Dongmei, et al. Temporal and spatial distribution characteristics of landscape ecological risk in the Shiyang River basin[J]. Ecological Science, 2022, 41(2): 194–203.