一、简评《中国干旱区景观生态学研究进展》（论文文献综述）
吉静怡[1]（2021）在《生物结皮分布格局对黄土丘陵区坡面产沙的影响及机制》文中研究表明水土流失是黄土丘陵区最主要的生态问题,生物土壤结皮（简称生物结皮）作为黄土丘陵区退耕地广泛存在的地被物,对水土流失的影响不可忽略。目前有关生物结皮对坡面产流产沙的研究主要集中于生物结皮的盖度和类型,很少涉及生物结皮的分布格局。尽管目前已有少量研究关注了生物结皮的分布特征,但相关研究以定性描述为主,缺乏定量表征,妨碍了人们对生物结皮的水土保持功能的认识。为此,本文以黄土丘陵区野外退耕地和人工填装土槽上自然发育的生物结皮为研究对象,通过野外调查,借用景观生态学原理及方法,实现了生物结皮分布格局的量化表征;在此基础上,通过室内模拟降雨试验,研究了生物结皮分布格局对坡面产沙的影响,揭示了生物结皮分布格局对坡面产沙的影响机制。取得以下主要结论:（1）斑块占景观比例（PLAND）、斑块密度（PD）、景观形状指数（LSI）、斑块连结度（COHESION）和分离度（SPLIT）5个指数可较全面、低冗余地描述生物结皮斑块分布特征。退耕地坡面生物结皮在1.5m×1.5m样方内的适粒度区间为5-10 mm。在此基础上,将13个景观指数分为五类,第一类包括相似近邻比例PLANDJ、聚集度AI、丛生度CLUMPY和斑块连结度COHESION,主要反映斑块的连通度;第二类有边缘密度ED、斑块占景观比例PLAND、最大斑块指数LPI、有效粒度面积MESH,主要反映斑块的盖度和长度;第三类为散布与并列指数IJI,反映斑块的分布状况;第四类有斑块密度PD和景观形状指数LSI,反映斑块的数量和形状;第五类有景观分裂指数DIVISION和分离度SPLIT,反映斑块的破碎度。结合因子分析和聚类分析的结果及指数的生态学意义,筛选出斑块占景观比例（PLAND）、斑块密度（PD）、景观形状指数（LSI）、斑块连结度（COHESION）和分离度（SPLIT）5个指数可在冗余度较低情况下,较全面的描述生物结皮斑块的分布特征。（2）生物结皮盖度变化时,生物结皮分布格局显着影响坡面径流量和坡面流水动力特性。生物结皮的分离度SPLIT是影响坡面径流的主要因子(Y=0.915-0.002SPLIT,R2=0.82**),生物结皮斑块占景观比例PLAND、斑块密度PD、斑块连结度COHESION、分离度SPLIT及坡面的粗糙度是影响坡面流水动力特性的主要因子。与裸土相比,随机格局下不同盖度的生物结皮坡面均降低了坡面径流量,其均值是裸土的75.3%,生物结皮对坡面径流量的影响随盖度增加成上升趋势。不同盖度的生物结皮坡面较裸土径流流速降低了36.6%、雷诺数降低了30.2%、弗劳德数降低了39.7%、径流功率降低了26.0%,阻力系数增大了2.40倍,径流深有增大有降低。21-38%盖度的生物结皮较裸土降低了径流深,分别降低了43.5%和14.5%,54-83%盖度则增加了径流深,分别增加了33.3%、70.0%、71.0%。生物结皮的分离度SPLIT是影响坡面径流的主要因子(Y=0.915-0.002SPLIT,R2=0.82**)各水力学参数和水动力学参数的主要影响因子不同,主要为生物结皮斑块占景观比例PLAND、斑块连结度COHESION、斑块密度PD,分离度SPLIT和坡面粗糙度。（3）生物结皮盖度一定时（60%）,生物结皮分布格局是影响坡面径流量和坡面流水动力特性的关键因素。其中,径流量的主要影响因子是生物结皮的分离度SPLIT(Y=1.116+0.017SPLIT,R2=0.96**),坡面流水动力特性的主要影响因子是生物结皮斑块连结度COHESION和分离度SPLIT。生物结皮破碎度越大,坡面径流流速越大,雷诺数越大,弗劳德数越大,阻力越小,径流功率越大。盖度一定时（60%）,带状、棋盘状和随机格局的生物结皮坡面均较裸土降低了坡面径流量,降低程度与生物结皮的分布格局有关,带状、棋盘状和随机格局较裸土分别降低了1.8%、21.1%、29.5%。随机格局坡面径流率是带状格局的71.7%,棋盘状格局的89.6%。与裸土相比,不同分布格局下生物结皮覆盖下坡面平均径流流速降低了54.6%,径流深增加了86.2%,弗劳德数降低了67.0%,Darcy-weisbach阻力系数提高了10.68倍。在生物结皮盖度一定的前提下,生物结皮分离度SPLIT是影响径流的主要因子(Y=1.116+0.017SPLIT,R2=0.96**)。生物结皮斑块连结度COHESION和分离度SPLIT是影响坡面流水动力特性的主要格局因子。生物结皮斑块连结度COHESION越小,分离度SPLIT越大,破碎度越大。（4）生物结皮盖度（生物结皮斑块占景观比例PLAND）显着影响坡面产沙量,试验条件下,不同盖度生物结皮较裸土降低了88.8%的产沙量,降低幅度随生物结皮盖度增加呈增加趋势。生物结皮斑块占景观比例PLAND是通过影响坡面弗劳德数进而影响坡面产沙量。生物结皮斑块占景观指数PLAND越大,即生物结皮盖度越大,坡面弗劳德数越小,坡面侵蚀量越低。与裸土相比,不同盖度的生物结皮均显着降低坡面产沙量,其均值是裸土的11.2%。降低程度随生物结皮斑块占景观比例PLAND增大（盖度）呈增大趋势(Y=37.289-0.393PLAND,R2=0.80**)。生物结皮盖度变化时,生物结皮斑块占景观比例PLAND是影响坡面产沙的主要因子。同时,弗劳德数是影响土壤侵蚀速率的主要水力学参数,生物结皮斑块占景观指数PLAND是通过影响弗劳德数进而影响坡面产沙量(Y=41.03+7.861XFr,R2=0.65**)。（5）生物结皮盖度一定（60%）,生物结皮分布格局是坡面产沙的影响因素,生物结皮分离度SPLIT是通过影响雷诺数影响坡面侵蚀动力进而影响坡面产沙量。生物结皮分离度SPLIT越大,雷诺数越低,坡面产沙量越多。盖度一定（60%）,带状、棋盘状和随机格局的生物结皮坡面较裸土均降低了坡面产沙量,分别降低了37.7%、74.8%、92.0%。泥沙降低程度与生物结皮分布格局有关,随机格局坡面产沙量是带状格局的12.9%,是棋盘状格局的31.8%。生物结皮盖度一定（60%）时,其分离度SPLIT是影响坡面产沙的主要格局因子,且分离度SPLIT是通过影响坡面雷诺数进而影响产沙量(Y=-90.537+2.791XRe,R2=0.86**)。（6）同一盖度下（60%）生物结皮的破碎度（斑块密度PD）是产沙量主要影响因素。生物结皮破碎度通过影响坡面阻力系数进而影响产沙量。生物结皮破碎度越大,坡面阻力越小,侵蚀越剧烈。与裸土相比,不同破碎度的生物结皮均增加了坡面径流量,降低了坡面产沙量,,其均值分别是裸土的1.19倍和55.3%。不同破碎度间坡面径流率无显着差异,土壤侵蚀速率有显着差异。坡面土壤侵蚀速率与生物结皮破碎度呈对数函数关系(Y=6.9870ln（x）+18.9854,R2:0.84**),随着生物结皮破碎度的增大,坡面产沙量先增大后趋于稳定。在生物结皮盖度一定的前提下,生物结皮破碎度与除径流功率以外的水力学参数和水动力学参数均存在显着相关性。其中,阻力系数是影响坡面产沙的主要侵蚀动力因子,说明生物结皮的破碎度主要是通过影响坡面阻力进而影响坡面产沙量(Y=42.731-0.991Xf,R2=0.45**)。综上,生物结皮盖度差异较大时,坡面产流主要受其破碎度影响,产沙主要受盖度影响。生物结皮盖度一定时,坡面产流、侵蚀动力及产沙均主要与其破碎度有关,随生物结皮破碎度的增加,坡面径流动力增加,径流阻力系数降低,产沙量增加。
刘英[2]（2020）在《半干旱煤矿区受损植被引导型恢复研究》文中研究指明我国西部半干旱矿区生态环境脆弱,气候条件恶劣,煤炭资源开发重心西移,使本就脆弱的生态环境恶化,社会生态环境问题进一步加剧。实现矿山土地的可持续管理、恢复矿山土地的生产能力变得尤为迫切,弄清煤炭资源开采扰动下地表环境因子的改变对植物影响规律,探索半干旱矿区植物引导型恢复的有效方法是矿区生态环境可持续发展的必然要求,也是国家科技的重大需求。但是,半干旱矿区受损植被引导型恢复还面临植被在哪种破坏程度下可以实现自恢复、当需要人工引导干预时,在什么地方干预、怎么干预、干预到何种程度等几个基本问题。因此,本文综合利用叶绿素荧光诱导技术、机载高光谱监测技术、卫星遥感监测技术,多角度、多尺度实现半干旱矿区植被受扰动状况的快速准确提取,在对煤炭开采塌陷对植物损伤机理以及时空扰动规律研究的基础上,对上述四个基本问题展开研究,探索半干旱矿区植被引导型恢复模式,为绿色矿山建设、矿区植被重建利用提供方法论基础。论文取得如下研究结果:（1）采煤塌陷引起植物生长土壤立地条件破坏,植物叶片快速叶绿素荧光诱导曲线发生变形,植物叶片减少用于电子传递的能量份额,电子传递逐渐受到抑制,降低了植物叶片的光合作用效率;气孔限制值升高,气孔导度、光合速率和蒸腾速率均显着降低。拉伸区和压缩区植物损伤程度大于中性区植物损伤程度,应当优先考虑对压缩区、拉伸区受损植物进行引导恢复。塌陷区植物个体损伤原因在于,采煤塌陷在地表形成大量裂缝,破坏了土体结构,增加了土壤水分的蒸发面,加速了土壤水的散失,地下部分被抽空,潜水位埋深降低,影响地下水对地表水的补给。土壤含水量为影响半干旱煤炭开采塌陷区植物光合生理活动的最关键要素,植物生长开始受到胁迫和开始死亡的土壤含水量阈值分别为8.91%和4.87%。对土壤含水量小于8.91%的开采区域应提前采取相应的土壤技术提高土壤含水量,避免土壤含水量的减少导致植被迅速恶化。（2）利用机载高光谱数据,基于CARS特征选择数据,建立了植被叶片最大光合效率Fv/FM、相对含水量LRWC、叶绿素含量SPAD值高光谱反演模型,获取了植物光合生理相关要素在矿区尺度上的空间分布特征。植物叶片Fv/FM、LRWC、SPAD值的范围分别在0.764-0.822、35.81-52.32%和30.35-48.41 mg/g之间。采区地表植物生长受到煤炭开采扰动,原始植物空间格局被打破,部分地区出现植物退化,导致叶片光合生理要素空间变异程度增加,空间自相关性降低。由于土壤含水量在压缩区、拉伸区,中性区的空间异质性,采煤塌陷后地表“三区”植物叶片Fv/FM、LRWC、SPAD变化同样具有空间差异性,中性区植物叶片Fv/FM、LRWC、SPAD高于压缩区、拉伸区。最后根据FV/FM反演结果对采煤扰动区植物受胁迫区域进行了空间识别。（3）利用机载高光谱数据,基于完全约束最小二乘法对大柳塔矿区地表典型植物进行识别,并分析半干旱矿区煤炭开采对典型植物物种时空分布以及多样性的影响。通过与地面典型植物物种现场调查结果相比,利用完全约束最小二乘法分类精度总体为77.41%,矿区地表植物分布以灌木和草本植物为主,乔木所占的百分比最低、平均丰度值较小,乔木、灌木、草本植物的百分比分别为:15.94%、57.97%和26.09%。通过对采区与非采区主要植物多样性指数进行差异显着性分析,得到采区与非采区地表主要植物多样性受地表塌陷的扰动影响很小。采煤塌陷2-7年后,煤炭开采对乔木的影响较大,而抗塌陷干扰能力相对较强的灌草类植物重要值升高;塌陷8-12年后,随着生长立地条件恢复,植被群落结构趋于稳定,乔木植物重要值升高;塌陷12年后,塌陷区植物重要值慢慢趋于稳定。在半干旱矿区进行植被引导型恢复时,植被配置物种应优先选种抗逆性较强的草灌类植物,为了保证半干旱矿区植被恢复的可持续性,管护周期至少为12年。（4）从2001-2016年神东中心矿区植被NDVI整体呈物候性周期变化。通过对采区和非采区NDVI差异分析可知,采后5年内,相对于非采区,采区植被NDVI的变化表现为持续降低的过程;采后7年,采区植被开始恢复,NDVI差异值开始降低;至采后12年,采区植被NDVI基本能够恢复至非采区水平。神东中心矿区植被覆盖度呈升高与降低的区域面积分别占中心矿区总面积的72.35%和27.65%,年际间植被覆盖度以中、低幅度波动变化为主。地下水埋深4 m和8m是影响神东矿区植被NDVI的两个重要阈值,当地下水埋深大于4 m后,根系较浅的湿生植被演替为根系较长的旱生植被;当地下水埋深大于8 m后,旱生植被演替为沙生植被。地下水埋深对地表植被类型的影响主要通过影响土壤含水量来实现的。通过对比不同立地条件和不同植被覆盖度变化趋势下典型植物物种组成及丰度差异,以植被覆盖度升高区各植物物种平均丰度值作为植被重建丰度基准,得到不同立地条件下植被恢复重建丰度阈值在36.60%-45.30%之间,此外,还得到了不同立地条件植被重建乔木、灌木、草本植物配置差异性比例。（5）半干旱矿区受损植被引导型恢复应采用“自然恢复和人工修复并重、自然恢复为主、人工恢复为辅”的模式,首先对不同塌陷区位地面裂缝治理,然后以地下水位埋深、土壤含水量等关键限制性因素及相关阈值条件为根本出发点,并以限制因素是否达到阈值条件作为矿区植被引导恢复目标的合理程度判别的基本标准,进行重点、有针对性的引导恢复植被生长立地条件,最后依据本文得到的不同立地条件下植被恢复重建丰度阈值以及乔木、灌木、草本植物配置差异性比例,采用“恢复初期灌草先行、恢复后期乔灌草搭配”模式对植被群落结构进行恢复。研究构建了半干旱矿区受损植被引导型恢复模式,解答了植被在哪种破坏程度下可以实现自恢复、当需要人工引导干预时,在什么地方干预、怎么干预、干预到何种程度等几个基本问题,从而为半干旱矿山植被恢复提供方法论基础和实践依据。该论文有图66幅,表14个,参考文献368篇。
吴振华[3]（2020）在《基于3S集成技术的半干旱草原区大型露天煤炭基地景观格局优化研究》文中提出人类有着数千年的煤炭开采与利用的文明史,在中国乃至世界,煤炭在能源利用中的重要地位一直不可撼动。中国东部煤炭资源逐渐枯竭,为进一步满足中国的能源需求,中国政府在“十二五”和“十三五”期间提出,要加快煤炭开发战略西移,在中国西北部重点建设9个大型煤炭基地,并加快大型煤炭基地外煤矿关闭退出。中国西北部半干旱草原地区具有酷寒、干旱、土壤贫瘠且蒸发强度大、植物生长期短等特点,草原生态本底条件极为脆弱,是景观生态退化极其严重的地区。中国大多数露天煤矿都位于干旱和半干旱地区,煤炭开发导致其景观结构缺损与景观功能失调等一系列景观生态干扰与生态环境问题。因此,有效的景观格局优化是非常有必要的,这包括以最小的人工干预实现最大限度的整体恢复、综合了解景观生态问题以及采矿对景观生态影响的复杂性。然而,煤炭露天开采对半干旱草原景观格局的影响规律不清,导致景观格局优化方法不能有针对性地解决半干旱草原区大型露天煤炭基地的景观生态问题。本研究的目标是:1、研究基于引导型自修复的矿区景观格局优化理论与方法;2、完善半干旱草原区大型煤炭基地景观分类体系;3、对研究区进行充分的景观生态调查;4、明确半干旱草原区大型煤炭基地景观生态健康的内涵、标准、评价指标体系与模型;5、深入研究煤炭露天开采对草原景观格局的影响规律;6、确定半干旱草原区大型煤炭基地景观格局优化方案。最终得出以下研究成果:（1）本研究遵循大型煤炭基地景观分类的原则,在发生法土地分类的基础上,充分考虑土地的生态属性,融入景观生态学的格局、过程与功能理论,采用自上而下的分解式分类法,借鉴生物学分类的阶层命名法,最终构建了半干旱草原区大型煤炭基地景观分类体系,其中景观界4类,景观纲16类,景观科62类,景观种超过200类。与此同时,本研究在景观分类与调查的基础上,对2002-2017年间锡林浩特市胜利大型露天煤炭基地景观格局演变进行了深入的分析,分析结果表明:1)人类的各种干扰导致了草原景观斑块数量逐渐增多、景观逐渐破碎化、景观连通性逐渐下降、景观多样性逐渐升高、景观形状趋于复杂而不规则、景观斑块越来越离散、景观异质性与复杂性增强、景观稳定性逐渐下降;2)草原景观是本研究区的基质,矿业景观、城镇景观、工业仓储景观以及路网景观逐年扩张并占用了大量的草原景观,导致草原景观逐渐减少,不健康草原景观逐年增加。（2）本研究提出了基于Albedo-MSAVI特征空间的半干旱草原区荒漠化指数（Semi-Arid Steppe Desertification Index,SASDI）模型。结果表明,SASDI模型与土壤表层有机质具有很高的相关性（R2=0.7585）,该模型充分运用了多维遥感信息,有利于半干旱草原区荒漠化的定量分析与持续监测。与此同时,本研究提出了基于SI-Brightness特征空间的半干旱草原盐渍化指数（Semi-Arid Steppe Salinization Index,SASSI）。结果表明,SASSI模型与土壤表层含盐量具有很高的相关性（R2=0.7698）,并充分运用了多维遥感信息。SASSI模型能够精确、有效而方便地获取半干旱草原的土壤盐渍化信息。（3）本研究构建了适用于半干旱草原大型煤炭基地景观生态健康评价的模型——CVORE（Condition,Vigor,Organization,Resilience,and Ecosystem Services Function）,并以此为基础提出了半干旱草原大型煤炭基地景观生态健康评价的指标体系,明确了半干旱草原大型煤炭基地景观生态健康的内涵,制定了半干旱草原大型煤炭基地景观生态健康的标准。与此同时,本研究在景观生态健康评价的基础上,还进行了煤炭露天开采对半干旱草原景观生态健康的影响研究。研究结果表明:1)轻度不健康景观主要位于人类干扰较多的区域周边,中度不健康景观主要是矿区工业广场景观,重度不健康景观基本都是采坑,各健康等级的占比呈现“两头少,中间多”的正态分布模式,不健康景观逐年增多,健康景观逐渐减少;2)研究区景观生态健康的时空分布特征极其明显而单一,水含量高的区域景观生态健康状况极好,人类干扰较多的区域景观生态健康状况较差;3)根据大型露天煤炭基地的开发方式、煤炭露天开采过程中形成的扰动景观类型以及研究区景观生态健康的演变过程,本研究将煤炭露天开采对健康草原的影响分为四种类型:扰动退化型、扰动退化恢复型、稳定健康型和波动型;4)影响研究区草原景观生态健康的空间分布与变化的驱动因素有水、露天矿、城市、农业、工业、路网以及高程,煤炭露天开采对草原景观生态健康有着显着的影响。（4）提出了大型露天煤炭基地对半干旱草原景观生态影响的概念模型,厘清了矿区景观格局优化的目标、原则和理论,在此基础上提出了基于引导型自修复的矿区景观格局优化理论与方法。在进行锡林浩特市胜利大型煤炭基地引导型自修复的研究过程中,提出了修正的景观干扰指数,并结合景观生态健康评价、缓冲区分析、景观生态功能贡献率,确立了大型露天煤炭基地对半干旱草原景观生态健康影响的空间分布,以此为基础提出了工程修复斑块、人工维护斑块和自然修复斑块三个景观生态修复区及相应的引导型自修复的建议,最终以最小的成本达到整体景观功能提升与可持续发展的目的,实现“景观格局优化”。在进行锡林浩特市胜利大型煤炭基地景观格局优化的研究过程中,通过构建基于多规融合的阻力面,采用最小累积阻力模型进行景观格局优化,在新构建的“源”景观、生态廊道、生态节点以及人工湿地的基础上提出了“一环、两纵、两横、八核心、十节点、多廊道”的景观格局优化模型,本研究所提出的“景观格局优化”模型立足于大型煤炭基地景观生态固有的修复能力以及采矿对景观生态的影响过程,通过构建潜在的景观格局“帮助”大型煤炭基地自修复,使受损景观生态通过自身的主动反馈,不断自发地走向良性循环和恢复,实现“引导型自修复”。与此同时,本研究将煤炭基地、矿群以及矿区三个尺度的一系列修复策略相结合,提出了多尺度引导型自修复的景观格局优化体系。在景观生态学、测绘科学与技术、土地资源管理、地理学、生态学、露天采矿学、恢复生态学、矿山生态学、土地复垦与生态重建等多个学科的基础上,以锡林浩特市胜利煤田这一典型的半干旱草原区大型煤炭基地为例,提出了基于引导型自修复的矿区景观格局优化理论与方法,以及“大型煤炭基地景观分类、调查与监测→景观生态健康评价→煤炭露天开采对半干旱草原景观格局的影响→基于引导型自修复的景观格局优化”的研究体系,旨在为世界各地矿业城市、大型煤炭基地等类似研究区的景观分类、景观生态评价、采矿对景观生态的影响规律、景观格局优化、景观生态规划、生态规划、城市规划、景观生态修复等提供借鉴。该论文有图52幅,表24个,参考文献390篇。
刘建华[4]（2019）在《基于层级分析的包头生态网络结构及格局演变研究》文中认为在西北半干旱区,伴随着人口增长,自然景观被人工景观代替,生境破碎,景观连通性变差,生物多样性下降等一系列问题不断出现。构建多层级的空间生态网络是维持西部半干旱区生态安全的重要保障。低层级生态源地稳定依靠高层级生态源地,高层级生态源地对于维持层级生态网络稳定具有极其重要的意义。高层级生态源地遭到破坏易影响周围低层级生态源地,以至于影响低层级生态网络稳定,引发层级网络的级联失效,导致整个网络崩溃。故本文以西北典型半干旱城市包头为研究区,在GIS空间技术的支持下,利用景观生态学原理与复杂网络理论的分析方法,提取了包头市的层级生态网络,对网络空间结构结构、拓扑结构进行研究得到如下主要结论:（1）在2006-2016年十年间市域景观特征发生了深刻的变化,城市化进程加速导致生态景观破碎。在2010-2016十年间景观变化在包头市呈现点状分布,主要分布在耕地密布草地破碎的农业耕作区和不同景观交替的边缘。包头市尚未形成优势景观,景观破碎度加剧。在类型尺度上,2006-1016年草地景观的散步与并列指数、分离度指数、分别减少了 15.98和1.12。建设用地的形状指数增长了 55.3,凝聚指数降低了 4.59。耕地的形状指数和分离度指数分别增加了 79.5和447.74。（2）草地景观是包头市生态景观的主体,在景观尺度上,包头市全域内景观相似临近百分比指数与散布与并列指数较高,景观分割指数较低。在类型尺度上,1-7级所占比例较高,斑块密度较低,聚集指数较高。8-12级所占比例较低,景观分割指数高,景观破碎,连通性差。根据所提取的草地景观网络,利用度及度分布评价节点度、平均路径长度、聚类系数分析生态网络的特点。发现该草地景观网络的度为6的草地斑块节点数量有5个。度最大值为8的节点有2个,平均路径长度为1.6061,该草地景观网络具有明显的非均匀性。（3）在市域尺度上构成了分层的点-线-面相互交织的潜在生态网络。第一层由8个潜在生态源地,8条潜在生态廊道和7个节点构成。第二层由31个潜在生态源地,35条潜在生态廊道和28个生态节点组成。第三层由123个潜在生态源地,151条潜在生态廊道和47个生态节点组成。通过计算α,β、Y指数对层级生态网络结构进行评价,随着生态源地与生态廊道数量增加,网络中可供物质流动的回路越多,生态源地的平均连通度变好。第二层和第三层网络中连通性高的源地比例较少。基于复杂网络中的拓扑结构分析指标,对所提取的第1、2、3层生态网络的拓扑性质进行分析。（4）生态网络格局对于维持区域生态安全具有重要作用。在现有研究基础上,精确模拟其景观生态网络空间的演化具有重要意义。本文利用ANN模型提取了元胞自动机的邻域规则,同时利用MCR模型构建累积耗费阻力面,基于MCR-ANN-CA模型对包头市景观生态网络空间演化情况进行模拟,结果精度较高。将MCR-ANN-CA模型模拟结果与CA-Markov模型进行对比,2种模型模拟结果的KIA指数分别为0.89和0.87,相对误差分别为3.10%和5.31%,MCR-ANN-CA模型对包头市景观生态网络空间的演化过程具有更高的模拟精度。
高艺宁[5]（2019）在《荒漠草原区景观动态及生态格局优化研究 ——以内蒙古四子王旗为例》文中研究表明景观动态及生态格局优化是景观生态学研究的热点问题之一。本文将传统生态问题与其地理空间属性相结合,采用“格局—过程—机制—可持续”的荒漠草原区景观动态研究范式,按照“景观动态分析—驱动机制探究—生态质量评价—安全格局构建—发展模拟选择”的研究框架,基于草地生态足迹划分分析时段,分析景观格局及其生产力动态,探究荒漠草原区景观变化的驱动机制,进而评价草原景观生态质量,构建基于生态安全的景观格局分区,模拟未来荒漠草原区在自然发展、经济驱动和生态安全3种情景下的资源配置方案,旨为草原生态保护规划和区域生态文明建设提供参考。主要研究结论:（1）研究区草地生态演变可划分为3个阶段:低度协同阶段（1987—2002年）、政策驱动阶段（2002—2009年）和快速发展阶段（2009—2016年）;不同阶段变量之间的短期波动系数（-2.289、-1.082和0.495）的绝对值随时间的推移而逐步降低,表明前期剧烈波动而后期变化平缓;长期趋势（0.292%、0.728%和1.355%）则随时间推移而逐步增长,反映了单位草地资源利用效率的提升,草地消耗在经济贡献中比重的下降,说明粗放式的资源利用正向生态经济可持续的发展方向转变。（2）植被年均生产力表现出东南高、西北低的空间分布特征:1987～2016年研究区有94.23%的地区年均植被NPP总体呈动态增长趋势,平均增长约3.77g Cm-2a-1;位于东南丘陵区的乡镇植被NPP呈动态增加,而受人类活动干扰明显的乌兰花镇植被NPP呈动态减少;植被NPP与年均温度和年均降水量均呈显着正相关关系,而与年均降雨量相关系数值更高。1987～2016年,景观类型数量变化较为明显,森林景观和人工景观分布面积处于增长状态,而草地景观、荒漠景观、农田景观和水域景观面积有所减少;从动态方向上看,约有112696.3ha的草地和农田转为森林,76574.41ha荒漠转为了草地;从动态速率上看,各景观类型变化经历了“缓慢变化—持续变化—快速变化”的过程。从类型水平上看,草地景观破碎化程度不断加大,农田景观与此相反,斑块增大且形态连片:研究区景观趋于破碎化、边缘效应降低、连通性相对稳定,异质性明显变化。（3）自然因素和人为扰动是景观动态的根本原因,且人为干扰的影响程度更为显着。农业生产、人口状况和经济发展是研究区农田景观、草地景观和人工景观变化的主要原因。农田景观受人口状况影响较大,草地景观则深受农业生产和人口分布的影响,人工景观随经济发展和人口增长而不断增加。受时间尺度影响,同一景观类型变化的驱动力会随时间推移而发生明显的改变且影响效果也会随之变化。（4）研究区各村域草地生态质量总体属敏感脆弱型,综合指数范围为0.003—0.765,敏感脆弱型的村域约占研究区域的82.73%,且存在北部高南部低的区域差异,表明各村域草地生态质量总体水平偏低。草地生态质量存在空间自相关,局部空间相关性反映出研究区草地生态质量空间分布的非均衡性与空间依赖。经济压力和环境压力对于草地生态质量的影响明显高于人口压力和资源压力。（5）不同景观累积耗费距离表面共划分为5类生态安全格局分区,即重点优化区、潜在优化区、重点关注区、生态保护区以及生态治理区。未来研究区在自然发展、经济驱动和生态优化3种情景下生态格局模拟结果表明农田、森林、水域、人工乃至荒漠景观均有不同程度的增长,但新增农田、森林和人工景观的差异主要体现在规模数量和空间分布。对比配置方案发现生态安全情景更符合未来发展趋势,既能保持经济发展对土地资源的供给,又能考虑草原保护对生态空间的需求。
乔蕻强[6]（2019）在《石羊河流域景观格局变化及生态安全构建研究》文中指出祁连山在西北生态安全建设中有着不可替代的作用,是西部乃至全国重要的生态安全屏障,而利用景观生态学对源于祁连山的石羊河流域的生态环境变化、未来年份的发展方向,以及对生态安全调控缺乏全面化、系统化的研究,目前尚未见到有借鉴意义的文献。因此,我们在分析景观格局动态的基础上,采用CA-Markov模型、P-S-R模型和最小累积阻力模型（MCR）等研究方法,厘清石羊河流域1988-2016年景观格局变化的特征、驱动因子,并对未来景观生态模拟状况进行研究,在此基础上优化和构建石羊河流域生态安全格局。研究结果表明:（1）在景观格局的数量、结构和形态变化分析中,1988-2016年石羊河流域景观破碎化现象明显,各景观组分空间分布不均,斑块几何形状复杂,空间异质化程度低。在景观速度变化、空间变化和结构变化研究中,1988-2016年石羊河流域低生态价值景观组分增加面积大、速度快,占用部分高生态价值景观用地,而且低生态价值景观组分重心朝南方向迁移,增加了对南部水源涵养区的影响,但是下游治沙防沙工程中林草地种植取得了一定的成效。在景观组分驱动因素分析中,不同景观组分在1988-2004和2004-2016年受不同的影响因子驱动,但也存在驱动因素一致性,整体来说研究期内自然因素和人口状况是景观变化的普遍驱动因素。（2）在景观组分驱动下,石羊河流域2022年、2028年景观生态模拟中的耕地、林地、草地、水体、沙地面积较2016年逐年增加,而建设用地、冰川及永久积雪用地、未利用地面积则逐年减少,表明大多数高生态价值景观组分面积增加,部分低生态价值景观组分减少。而未来景观格局预测中,2022年、2028年比1988-2016年景观破碎化程度有所降低,空间分布由分散趋向于集中分布,空间分布紧密程度增强,景观组分分布向优势景观集聚。（3）在景观生态评价中,1988-2028年石羊河流域的景观生态安全综合指数较低,生态安全提升潜力大。其中1988-2016年景观生态安全等级经历了敏感—风险—敏感三个阶段,但大多数年份生态安全等级处于敏感阶段。经预测的2017-2028年景观生态安全综合指数逐年上升,生态安全等级从2017年的敏感状态趋于2022、2028年的一般状态,较于1988-2016年的生态安全等级有一定的提升,生态有所好转,但是生态环境的严峻性没有根本改变。（4）在景观安全格局优化和构建中,1988-2016年石羊河流域的景观安全水平以中安全水平为主,占流域总面积的60%,而低安全水平面积先增后减,占流域总面积的30%左右,表明优化后大部分用地分布科学合理,更有利于用地生态功能的发挥。在进一步提升生态质量,高安全水平用地继续扩大高生态价值景观建设,优化生态屏障建设和保护模式;中安全水平用地则进一步协调人类与自然环境的关系,引导土地利用向规模化发展,健全全流域自然资源生态补偿机制;低安全水平用地通过建立健全自然保护区,对区域实行最严格的空间管制策略,以及实行生态移民政策。
莫丰瑞[7]（2018）在《基于CA-Markov模型下艾比湖流域生态功能核心区景观格局动态模拟研究》文中研究说明本文以艾比湖流域生态功能核心区为研究对象,以该地区2005年和2015年两期遥感影像为数据源,运用ENVI对遥感图像进行处理,ARCGIS10.0软件对图像进行景观分类,继而通过景观动态度、信息嫡等指数计算2005和2015两期土地利用数据,利用IDRISI Andes 17.0软件支持构建CA-Markov模型,在模型中利用加入的多种影响因素可对2025年艾比湖流域核心区的景观格局进行模拟预测,适当的根据模拟结果（结果可以多种方案,本文为对各项主要因素多方案讨论）可以探讨了能够促进该区湿地可持续发展的措施。由于艾比湖湿地及其周边的MODS系统具有干旱区景观的复杂性特点,为了能够提出因地制宜的生态环境保护和可持续发展的建议。需要我们持续的分析艾比湖湿地及其周边的景观格局现状和变化规律,不断探究变化的核心因素,并在多部门的协同帮助下,才能有效的对未来艾比湖湿地及周边的景观格局进行预测,现可得出以下结论:（1）通过土地利用的动态度和信息熵变化规律说明2005-2015年间艾比湖湿地及其周边的土地利用类型变化呈现有增有减的趋势,就减少程度而言,未利用地K值为-2.34%。林地为-6.94%。就增加而言,动态度值最高的是草地（17.02%）,建设用地和水域分别达到了16.17%和14.34%,耕地面积有小幅度上升动态度值为5.88%。总体来说土地利用朝有序方向发展。艾比湖流域湿地保护区及其周边在2005年的土地利用信息熵为1.074,2015年的信息熵为0.7792,相比明显下降,从宏观角度来分析,2005-2015年艾比湖流域核心区的土地利用有序程度更高,得益于草地比重的增加,未利用地的大量利用。（2）从研究区景观格局指数分析表明,2005-2015年间艾比湖流域核心区景观格局结构发生了明显的变化。在景观水平特征上LSI和CONTAG指数反映系统破碎化降低,复杂程度降低,即总体来看生态系统景观格局优良。但从景观类型水平来看,低中覆盖度草地景观AREA-MAN增幅比较大,但是NP略有降低。高覆盖草地景观AREA-MAN和NP都在增加,表明草地破碎化加重,人为因素使得景观格局变得复杂。从景观类型形状特征分析未利用地景观属于优势类型,变化最大,边界趋于规则但不稳定,林地景观、草地景观和水体景观趋于规则,耕地景观趋于不规则。城镇建设用地迅速扩展使得景观斑块的形状更为复杂,不同类型斑块的面积趋于均匀,在整个景观格局中未利用地和草地景观等优势斑块的作用明显。（3）从景观转移矩阵可以知道草地景观和未利用地景观转入面积和转出面积数值都很大,但是,草地景观净变化量为-1312,说明草地转出很大,未利用地景观净变化量为1284,说明转入量非常大。草地在艾比湖湿地和湿地边缘带来说作用局大,未利用地中盐碱地和草地、沙地、湖泊、滩地以及戈壁的相关性很大,转移联系关系很强。（4）从自然要素中的地形因素,包括海拔高度、坡度、距河网距离来分析景观类型面积变化。从社会经济因素中的距交通网、政策、人口与历史沿革来分析景观格局变化。大部分景观类型都分布在较低海拔和较低坡度范围内,未利用地景观海拔和坡度分布布在降低,耕地景观在海拔高度增加上分布在增加,林地和草地景观面积分布随着海拔高度和坡度增加而增加。（5）利用CA-Markov模型对研究区2025年景观格局进行模拟,预测结果显示增幅最大的景观类型是草地,面积显着增加,建设用地和耕地均有不同程度增加。降幅最大的的是未利用地,面积显着减少,林地和水域面积有不同程度降低,反映随着城市化进程加快,人口不断增加和经济快速发展,艾比湖流域核心区耕地和建设用地大量增加,未利用地和水域大量减少。（6）针对艾比湖湿地保护和艾比湖流域生态环境整治工程,本文提出四点建议:首先坚持社会经济可持续发展原则;其次加强区域土地整治,促进优化景观格局,再次制定长期计划保护平原区的自然保护区,尤其对入湖的河流进行保护,加强监测、控制、治理和修复;最后加强各部门间的协调合作,健全相关立法。
闫龙[8]（2018）在《半干旱区农牧交错带生态格局研究 ——以西辽河平原为例》文中认为半干旱区农牧交错带既是我国一条典型的生态脆弱带,也是重要的生态屏障,其生态环境的好坏不仅是区域经济发展的基础和保障,更是关系着黄河、海河流域、京津冀生态安全的屏障。半干旱区水文循环的自然属性决定了生态系统的基本格局,其自然生态是受地下水支撑的草原植被,生态系统的空间格局和景观变化反映了地下水空间分布的格局演变。草原生态代表着半干旱区生态系统的自然属性,是支撑这个区域的生态基础,草原生态安全不仅仅关系到牧区本身,也极大影响整个区域的生态质量和安全稳定。由于在沙半干旱区地草原进行灌溉农业开发,形成了独有的农牧交错带,西辽河平原属于草原农牧业此消彼长的典型地区。随地下水开采强度增大、灌溉面积扩大,西辽河平原在最近的十年间耕地面积已超过了草原。这种生态格局的逆转,导致区域生态系统自然属性大幅下降,水土资源面临枯竭、可再生能力下降,对整个区域的经济社会与生态安全留下重大隐患。首先,西辽河平原草地面积不断被压缩,目前草原面积已不足西辽河平原面积的33%,直接导致许多适应小生境的植被消亡,草原植被物种多样性下降。其次,大规模井灌导致地下水位整体下降,灌区周边的草原也受到影响,出现草原植被演替。这显然不符合生态文明建设的国策,需要研究能够保障生态安全的农牧区新型生态格局,提出耕地草地合理比例,这是影响深远的重大生态安全问题。在《农业部关于北方农牧交错带农业结构调整的指导意见》中,明确提出农业结构调整的必要性,在《内蒙古自治区生态环境保护“十三五”规划》中也明确提出了要“针对目前人为活动影响较小、生态良好的重点生态功能区,加大自然植被保护力度,科学开展生态退化区恢复与治理”。因此亟待建立一套以保证生态系统的自然属性为目标的半干旱区农牧交错带区域生态结构评价方法,并以西辽河平原为例分析农牧区生态格局结构比例。针对半干旱区水生态文明建设面临的水文水资源—生态—经济社会发展面临的结构性矛盾,以保护草原生态系统自然属性为目标的半干旱区草原农牧交错带合理生态格局研究,对科尔沁草原现状的研究是重中之重。首先,科尔沁草原的保护与重建取决于对现有草原植被的深刻认识;其次,作为科尔沁草原的植被标志,必须对现有草原植被群落进行全面深入研究;第三,作为驱动因子,必须认清地下水位调控管理对草原植被群落格局的决定性影响;最后,以现有草原为基础,提出以调整农牧业结构和地下水调控为依据的西辽河平原草原重建与保护方案建议。主要研究成果如下:（1）对西辽河平原草原植被群落演替历史进行了系统深入研究为了研究西辽河平原的自然属性,对截止到1980年代的西辽河平原区植被物种组成情况各类调查考证资料进行了系统梳理,作为自然生态的本底基础。1980年代初,西辽河平原区有各类植物917种,分属于108科,412属。通过对西辽河平原区的植被分布进行GIS上图处理,对群落分布范围、面积、斑块个数、土壤类型、物种组成进行分析。植被面积48930.07km2,物种密度约19种/千km2,形成25个主流群落。西辽河平原植被群落分布具有极强的地域性,覆盖全境的植物种类仅有128种,占物种总数的14%;而50%的面积上散布了 85.3%的物种。这就意味着随着草原面积的减少,植被的物种多样性也几乎同步程度地减少,许多适宜局地生境的物种随之消失。也可推测,如果能够保持一半的草原面积,科尔沁草原的物种多样性能够得到较满意的保障。这也暗示,如果设立恢复天然草原面积使其占地达到50%的目标,通过唤醒土壤中残留种子,或许使某些物种能够得到重生,从而达到增强现有物种多样性的效果。（2）西辽河平原天然草原植被群落现状调查研究自1980年代以来,伴随着灌溉面积的发展,科尔沁草原的草地面积由4.89万km2,萎缩到2016年的2.24万km2,其中包含大量人工草地和演替退化草场,原生天然草地面积不足1万km2,并且破碎化严重。现存较为完整连片的6702.89 km2是现状研究的对象。为此进行了多次野外调查,收集了大量第一手资料。物种多样性由917种下降到245种,分属19个群落,种群密度由大约19种/103km2下降到不足12种/103km2。科尔沁草原面积的萎缩使得物种大量消亡灭绝,并且多样性的下降速度高于草地面积减少速度。除了植被群落类型发生了巨大变化,通过对比历史与现状植被群落组成,可以发现同一群落在80年代的物种组成与现状相比也发生了很大变化,主要体现在组成群落的植物物种类的减小。结合历史调查分析推测:当天然草地面积缩减到50%,即大约2.45万km2时,是植被多样性急剧减少的转折点。（3）西辽河平原天然草原植被群落演替分析导致原生草原退化来自两个方面:一是灌区开发,土地利用侵占了大量草地;二是随着地下水位下降,迫使草原植被群落发生改变,出现了演替物种。通过对比80年代和现状年的植被群落情况,从植被群落面积、植被物种多样性演变、植被群落类型演变以及植被群落物种组成分析了西辽河平原天然草原植被群落的演替,发现了不同演替阶段的物种,反映了科尔沁草原面积退化萎缩过程。（4）农牧交错带区域生态结构评价路径根据恢复生态学原理,以现有天然草地植被群落为基础,通过退耕和恢复地下水潜流场,调升地下水位,以群落强势增长的优势,进行空间拓扑扩张。根据西辽河平原草原植被群落演替历史得到的启示,草原面积恢复到2.45万km2以上,可能获得植被物种多样性的加强。空间拓扑的方法途径:1)用景观生态学方法初步建立草地耕地比例关系,提出保持自然属性最低限度总比例原则;2)在对西辽河平原草原植被群落演替分析的深刻认知的基础上,调整合并生态面积;3)考虑生态景观的连续性,保证自然生态景观连通、防止破碎化,进一步调整合并生态面积。以地下水补给植被临界埋深对应,分析地下水潜流场支撑生态格局的合理性。（5）地下水支撑的西辽河平原农牧交错带生态格局研究现有天然草原植被作为草地生态恢复的基因库,以天然草原为基础向外扩张的原则,运用景观生态学中“源-汇”理论方法开展西辽河平原区农牧生态格局调整优化。运用MODCYCLE模型建立西辽河流域水循环模拟模型,模拟得到2001-2014年西辽河平原地下水流场。通过叠加天然草原扩张区域和西辽河平原地下水位等值线图,以来分析地下水潜流场支撑农牧区生态格局的合理性。按地下水位值<3m、3-4m、>4m将扩张区域地下水条件划分为支撑,基本支撑,不支撑。分析了不同地下水条件下西辽河平原农牧交错带合理生态格局的近期目标、中期目标和远期目标,从而建立一套以保证生态系统的自然属性为准则的农牧交错带区域生态结构评价方法。远期目标显示,经过生态格局调整后天然草原面积可望恢复到22455.75 km2,另有灌溉草地2.1万km2,农田面积13753km2,农牧面积比结构由现状的1.04减小到0.32。（6）调整西辽河平原生态格局的合理性分析利用源汇方法进行现有物种群落空间扩张是以地下水潜流场为驱动力,现有植物群落随地下水位回升以一定规则扩张复制。根据西辽河平原草原植被群落的物种局地特性,在被现有群落强势扩张“入侵”的区域,物种多样性将会出现两个方面的变化:一是部分物种适应不了新的生境而变异或消亡;二是新恢复的区域其土壤中残留或处于休眠状态的当地物种的种子,在地下水条件恢复后被激发得以重生。最终,新恢复的草地形成一种既不同于现状,也不同于从前的新型群落,植被物种多样性总体上呈现平缓增加的趋势,使得草原的自然属性得到极大提高。（7）提出了西辽河平原草原重建与保护方案建议提出以调整农牧业结构和地下水调控为依据的西辽河平原草原重建与保护方案。即“退耕”、“还水”、“还草”:调整农业灌溉面积,恢复地下水位,修复草原生态,三个环节缺一不可。
王新军[9]（2017）在《古尔班通古特沙漠固沙植被格局与水文过程的关系研究》文中指出古尔班通古特沙漠是典型的气候变化敏感区,其固沙植被格局演变及其对气候变化的响应与适应机理已成为现代生态学和水文学的研究热点。论文基于景观格局-过程理论,采用样带调查、遥感反演与模型模拟等方法,研究了古尔班通古特沙区固沙植被格局动态特征与区域分异规律,分析了植被格局动态与水文要素相互作用关系及关键控制因素,探讨了不同尺度干旱区固沙植被与水文过程的互馈机制,初步阐明了古尔班通古特沙漠南缘固沙植被生态-水文机理,为人工固沙植被建设与生态管理提供了依据。主要结论如下:（1）古尔班通古特沙漠南缘固沙植被格局表现出明显地地域性分异规律。从南缘向腹地,固沙植被斑块面积由37.59 m2变为7.6 m2,植被斑块密度趋于增加,形状趋于简单,破碎化程度增加,分散分布趋于增强。固定、半固定沙丘植被分布主要在丘间地,流动沙丘植被分布主要在丘坡和丘顶。1977年—2010年间,固沙植被呈现“恢复—退化—恢复”年际交替变化趋势,高覆盖度植被破碎化程度增加,低覆盖度植被破碎化程度降低,总体表现出正向演替。（2）古尔班通古特沙漠南缘降水呈增加趋势,同时其脉冲引起浅层和深层之间土壤水分运移,进而对固沙植被格局演化具有明显正效应。近55年来,古尔班通古特沙漠南缘年均降水量总体呈增加趋势(8 mm 10a-1),其中（5-10）mm、（10-15）mm量级的降水量均以3 mm 10a-1增加,占总降水量增速的75%。降水脉冲变化导致春季土壤水分明显高于夏季,春季浅层水分（0-40 cm）高于深层（40-100 cm）,夏季深层水分（40-100 cm）高于浅层水分（0-40 cm）。土壤水分时空异质性加剧固沙植被格局演化。土壤水分运移促进或抑制浅根系和深根系固沙植被生长,影响固沙植被群落结构演化,大降水事件对灌木等深层根系植被产生重要影响（r=0.4390.476,P=0.0850.116）,春季小降水对草本浅层根系植被有敏感影响（r=0.3670.612,P=0.050.196）。土壤水分增加引起固沙植被斑块大小—频率分布由窄截断幂函数向宽截断幂函数分布偏移,大固沙植被斑块数增加,平均面积增大,中、高盖度固沙植被的优势地位和连通性增强,固沙植被通过调整斑块大小分布来适应不同土壤水分变化。（3）古尔班通古特沙漠南缘固沙植被格局与土壤水分存在明显的正反馈机制。土壤水分增加引起固沙植被的气孔导度和光合速率增加,促使固沙植被NPP增加。土壤水分对固沙植被影响存在“脉冲-储存”的模式,40 cm深度以上部分的土壤水分在一定程度上受降水的影响较为敏感,日降水量大于10 mm时,才能对40-100 cm内的土壤水分变化产生影响,5 mm-10 mm间时,对0-40 cm深度土壤水分变化产生影响。土壤水分增加引起气孔导度从0.036 mol/m2 S增加为0.082 mol/m2 S,光合速率从0.12μmol/m2 S增加为12.98μmol/m2 S。固沙植被NPP增加通过抑制冠下土壤水分蒸发增加了根区土壤水分,导致灌木冠内土壤水分高于冠外。盖度固沙植被水分利用效率高,而盖度的固沙植被水分利用效率低,土壤水分和盖度较高固沙植被反馈机制较强,而土壤水分与盖度较低反馈机制较弱。固沙植被与土壤水分反馈机制强度在空间上异质性明显,经向上从南向北呈降低趋势,纬向上自东经87.5°-88°向东、西向呈降低趋势。
苏艳[10]（2016）在《艾比湖湿地边缘带土壤及地表温度特征与景观格局关系研究》文中研究指明艾比湖作为新疆重要的湿地,对其天山北麓乃至整个北疆地区,都有极为重要的生态学价值。近年来由于自然环境的变化以及人类活动的影响,艾比湖湖面面积严重萎缩,生态环境不断退化,严重影响了艾比湖极其周边地区的生态环境与社会经济发展。本文以艾比湖湿地边缘带为研究区,通过实地考察数据获得研究区土壤特征数据;运用Arc GIS、ENVI等相关软件处理Landset8遥感图像,得到研究区景观格局、地表温度等数据;讨论了不同的景观格局下土壤和地表温度的特征,分析了边缘带的景观类型及各景观类型的分布状况,并研究了不同的景格局,对景观过程的影响。具体结论为:1、景观聚合度最好的是湿地景观,聚合度为:98.74%;盐碱地景观次之;裸地的聚合度最小,聚合度为:89.41%。各景观类型的分布不均匀,优势景观为盐碱地景观和草地景观,但这两种景观的植被覆盖度都比较低,因而研究区内部的景观稳定性较差。综合景观多样性指数和异质性指数分析,研究区内部各景观类型所占的比例差距较大（最大为:33.97%,最小为:3.40%）,系统内部抗干扰的能力较弱。景观的蔓延度较好（65.54%）,但不利于景观格局的优化。景观面积由大到小依次为:盐碱地景观、草地景观、裸地景观、湿地景观、林地景观、农田景观。2、景观类型影响地表温度的分布规律:水体的降温作用最为明显,裸地景观的地表温度最高。不同景观格局下的地表温度有明显差异,且地表温度与植被覆盖具有较强的相关性。景观类型越多样,植被覆盖的变化对地表温度的变化控制能力越弱;地表温度较高的景观类型所占比例越小,植被覆盖的变化对地表温度的变化控制能力越弱。3、研究区内各景观类型的土壤盐分垂直分布差异显着,土壤盐分表聚现象强烈。农田景观由于人为活动的影响导致0-5cm与5-20cm土层含盐量垂直分异不明显。景观类型、景观的空间布局,相对坡度等因素的差异都会影响土壤盐分的分布状况。4、研究区内钾钠离子与氯离子相关性较好（三个区域内两种离子的相关性均>0.93**）、镁离子和硫酸根离子相关性较好（三个区域内两种离子的相关性均>0.82**）、钙离子与硫酸根离子相关性较好（三个区域内两种离子的相关性均>0.60*）,即说明研究区内盐类的组成大致为:氯化钾、氯化钠、硫酸钙、硫酸镁。5、研究区土壤磷含量比较低（<土壤总重量的2%）,呈现贫磷特征。
二、简评《中国干旱区景观生态学研究进展》（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、简评《中国干旱区景观生态学研究进展》（论文提纲范文）
（1）生物结皮分布格局对黄土丘陵区坡面产沙的影响及机制（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 生物结皮的形成、发育与空间分布特征研究进展 |
| 1.2.1 生物结皮的形成与发育 |
| 1.2.2 生物结皮的分布及影响因素 |
| 1.3 生物结皮对坡面产流及产沙的影响研究进展 |
| 1.3.1 生物结皮对坡面产流的影响 |
| 1.3.2 生物结皮对坡面流水动力特性的影响 |
| 1.3.3 生物结皮对坡面产沙的影响 |
| 1.4 景观生态学中景观指数研究进展 |
| 1.5 黄土高原生物结皮分布格局的研究进展 |
| 第二章 研究目标、内容与方法 |
| 2.1 研究目标 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.3 材料与方法 |
| 2.3.1 黄土丘陵区生物结皮分布特征 |
| 2.3.2 生物结皮分布格局对坡面产沙的影响 |
| 2.3.3 观测指标及方法 |
| 2.3.4 数据处理 |
| 第三章 生物结皮分布格局的量化表征 |
| 3.1 空间粒度变化对生物结皮分布格局特征的影响 |
| 3.2 景观指数筛选 |
| 3.2.1 景观指数描述性统计分析 |
| 3.2.2 景观指数的相关性分析 |
| 3.2.3 景观指数的因子分析和聚类分析 |
| 3.3 不同盖度的生物结皮分布特征 |
| 3.4 不同分布格局的生物结皮分布特征 |
| 3.4.1 生物结皮分布特征 |
| 3.4.2 藻、藓结皮分布特征 |
| 3.5 讨论 |
| 3.5.1 空间粒度变化对生物结皮分布格局特征的影响 |
| 3.5.2 生物结皮分布格局的景观指数筛选 |
| 3.5.3 不同盖度的生物结皮分布特征 |
| 3.5.4 不同分布格局的生物结皮分布特征 |
| 3.6 小结 |
| 第四章 生物结皮分布格局对坡面产流和坡面水动力学特性的影响 |
| 4.1 不同盖度下生物结皮分布格局对坡面产流的影响 |
| 4.1.1 不同盖度生物结皮对坡面初始产流时间的影响 |
| 4.1.2 不同盖度生物结皮对坡面径流流速的影响 |
| 4.1.3 不同盖度生物结皮对坡面累积产流量的影响 |
| 4.1.4 不同盖度生物结皮对坡面径流率的影响 |
| 4.1.5 不同盖度下生物结皮景观指数与坡面径流率的量化关系 |
| 4.1.6 不同盖度下生物结皮坡面流水动力特性 |
| 4.2 同一盖度下生物结皮分布格局(带状、棋盘、随机)对坡面产流的影响 |
| 4.2.1 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面初始产流时间的影响 |
| 4.2.2 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面径流流速的影响 |
| 4.2.3 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面累积产流量的影响 |
| 4.2.4 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面径流率的影响 |
| 4.2.5 同一盖度下生物结皮景观指数与坡面径流率的关系 |
| 4.2.6 不同分布格局的生物结皮坡面流水动力特性 |
| 4.3 生物结皮破碎度对坡面产流的影响 |
| 4.3.1 生物结皮破碎度对坡面初始产流时间的影响 |
| 4.3.2 生物结皮破碎度对径流流速的影响 |
| 4.3.3 生物结皮破碎度对坡面累积产流量的影响 |
| 4.3.4 生物结皮破碎度对坡面径流率的影响 |
| 4.3.5 生物结皮破碎度与坡面径流率的量化关系 |
| 4.3.6 不同破碎度的生物结皮坡面流水动力特性 |
| 4.4 讨论 |
| 4.4.1 不同盖度的生物结皮分布格局对坡面产流及其坡面流水动力特性的影响 |
| 4.4.2 同一盖度的生物结皮分布格局对坡面产流及其坡面流水动力特性的影响 |
| 4.4.3 生物结皮破碎度对坡面产流及其坡面流水动力特性的影响 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 生物结皮分布格局对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.1 不同盖度下生物结皮分布格局对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.1.1 不同盖度下生物结皮分布格局对坡面累积产沙量的影响 |
| 5.1.2 不同盖度下生物结皮分布格局对坡面土壤侵蚀速率的影响 |
| 5.1.3 不同盖度下生物结皮景观指数、坡面流水动力特性、土壤侵蚀速率的相互关系 |
| 5.2 同一盖度下生物结皮分布格局(带状、棋盘、随机)对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.2.1 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面累积产沙量的影响 |
| 5.2.2 同一盖度下生物结皮分布格局对坡面土壤侵蚀速率的影响 |
| 5.2.3 同一盖度下生物结皮分布格局与坡面流水动力特性、土壤侵蚀速率的相互关系 |
| 5.3 生物结皮破碎度对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.3.1 生物结皮破碎度对坡面累积产沙量的影响 |
| 5.3.2 生物结皮破碎度对坡面土壤侵蚀速率的影响 |
| 5.3.3 生物结皮破碎度与坡面流水动力特性、土壤侵蚀速率的相互关系 |
| 5.4 讨论 |
| 5.4.1 不同盖度下的生物结皮分布格局对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.4.2 同一盖度下的生物结皮分布格局对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.4.3 生物结皮破碎度对坡面产沙的影响及机制 |
| 5.5 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简历 |
（2）半干旱煤矿区受损植被引导型恢复研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 研究目标 |
| 1.3 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 文献综述 |
| 2.1 矿区土地生态损伤研究进展 |
| 2.2 矿区植被扰动研究进展 |
| 2.3 矿区植被恢复研究进展 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 半干旱区采煤塌陷对典型植物个体损伤机理研究 |
| 3.1 叶绿素荧光诱导技术诊断植被损伤的基本原理 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.3 半干旱采煤塌陷区典型植物损伤诊断分析 |
| 3.4 半干旱区采煤沉陷对典型植物个体损伤机理 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 半干旱区煤炭开采对植物光合生理要素时空扰动规律研究 |
| 4.1 机载高光谱植物光合生理要素反演基本原理 |
| 4.2 数据获取与预处理 |
| 4.3 基于特征分析的机载高光谱植物光合生理要素反演 |
| 4.4 煤炭开采对植物光合生理要素时空分布的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 5 半干旱矿区植被覆盖度时序变化与驱动因素分析 |
| 5.1 研究区域概况与数据来源 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.3 矿区植被覆盖度变化及驱动因素分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 半干旱矿区煤炭开采对典型植物物种分布时空扰动分析 |
| 6.1 机载高光谱植被分类原理 |
| 6.2 矿区典型植物分类提取 |
| 6.3 煤炭开采对矿区典型植物物种时空分布扰动分析 |
| 6.4 矿区植被恢复重建丰度阈值与植物配置比例分析 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 半干旱矿区植被引导型恢复模式研究 |
| 7.1 半干旱矿区植被引导恢复的目标 |
| 7.2 半干旱矿区植被引导型恢复模式 |
| 7.3 半干旱矿区植被引导恢复应用案例 |
| 7.4 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 创新点 |
| 8.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（3）基于3S集成技术的半干旱草原区大型露天煤炭基地景观格局优化研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| abstract |
| 变量注释表 |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.4 关键科学问题、研究目标与内容 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 2 研究区概况与数据 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.2 数据来源 |
| 2.3 数据预处理 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 半干旱草原区大型煤炭基地景观分类与制图分析 |
| 3.1 半干旱草原区大型煤炭基地景观分类的原则 |
| 3.2 半干旱草原区大型煤炭基地景观分类体系 |
| 3.3 半干旱草原区大型露天煤炭基地景观制图结果 |
| 3.4 锡林浩特市胜利大型露天煤炭基地景观格局演变分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 半干旱草原区大型煤炭基地景观生态健康评价 |
| 4.1 半干旱草原区大型煤炭基地景观生态健康的内涵 |
| 4.2 半干旱草原区大型煤炭基地景观生态健康评价模型的构建 |
| 4.3 半干旱草原区大型煤炭基地景观生态健康的评价标准 |
| 4.4 锡林浩特胜利大型露天煤炭基地景观生态健康评价 |
| 4.5 煤炭露天开采对半干旱草原景观生态健康的影响 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 基于引导型自修复的矿区景观格局优化方法研究 |
| 5.1 矿区景观格局优化的目标、原则与理论 |
| 5.2 基于引导性自修复的矿区景观格局优化方法 |
| 5.3 锡林浩特市胜利大型露天煤炭基地引导型自修复 |
| 5.4 锡林浩特市胜利大型露天煤炭基地景观格局优化 |
| 5.5 半干旱草原区大型露天煤炭基地景观生态修复的建议 |
| 5.6 本章小结 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简历 |
| 学位论文数据集 |
（4）基于层级分析的包头生态网络结构及格局演变研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1. 引言 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 景观格局的优劣决定区域生态环境稳定 |
| 1.1.2 生态网络结构稳定可有效遏制荒漠化 |
| 1.1.3 复杂系统科学的发展促进景观生态学的进步 |
| 1.1.4 层级生态网络构建现实意义重大 |
| 1.2 干旱区景观格局相关研究进展 |
| 1.2.1 干旱区的生态脆弱性 |
| 1.2.2 干旱区景观格局重要性 |
| 1.3 复杂系统理论 |
| 1.3.1 系统科学的相关研究进展 |
| 1.3.2 复杂网络研究进展 |
| 1.4 生态网络相关研究进展 |
| 1.4.1 生态网络提取模型 |
| 1.4.2 生态网络与景观格局 |
| 1.4.3 生态网络结构稳定性 |
| 2. 研究区概况与研究内容 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然地理概况 |
| 2.2 研究内容 |
| 2.2.1 研究目标 |
| 2.2.2 研究内容 |
| 2.2.3 技术路线 |
| 2.2.4 关键科学问题 |
| 3. 包头市景观格局时空演变分析 |
| 3.1 数据来源及处理 |
| 3.2 研究方法 |
| 3.2.1 景观格局动态度 |
| 3.2.2 景观格局转移矩阵 |
| 3.2.3 密度分析模型 |
| 3.2.4 景观格局分布重心模型 |
| 3.2.5 景观格局指数 |
| 3.3 研究结果 |
| 3.3.1 景观格局动态度变化分析 |
| 3.3.2 景观格局转移网络分析 |
| 3.3.3 景观格局变化空间集聚特征分析 |
| 3.3.4 景观格局重心转移变化 |
| 3.3.5 景观格局指数变化分析 |
| 3.3.6 景观格局演变驱动力分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 4. 包头市主体景观结构及格局特征分析 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 草地景观分类 |
| 4.1.2 草地景观斑块格局 |
| 4.1.3 草地景观斑块耦合网络分析 |
| 4.2 研究结果 |
| 4.2.1 草地景观分区 |
| 4.2.2 草地景观斑块格局分析 |
| 4.2.3 草地景观斑块耦合网络结构分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 5. 包头市生态网络层级性特点及拓扑结构分析 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 层级网络提取模型 |
| 5.1.2 基于图论的层级生态网络结构评价指标 |
| 5.1.3 复杂网络模型 |
| 5.1.4 分层生态网络鲁棒 |
| 5.2 研究结果 |
| 5.2.1 层级生态源地提取 |
| 5.2.2 层级生态廊道与生态节点的提取与分析 |
| 5.2.3 层级生态网络构建 |
| 5.2.4 层级生态网络结构分析 |
| 5.2.5 层级生态网络拓扑结构分析 |
| 5.2.6 层级生态网络鲁棒性分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 6. 景观生态网络空间格局模拟预测分析 |
| 6.1 研究方法 |
| 6.1.1 最小累积耗费阻力模型(MCR) |
| 6.1.2 元胞自动机模型(CA) |
| 6.1.3 人工神经网络模型(ANN) |
| 6.1.4 MCR-ANN-CA模型 |
| 6.2 研究结果 |
| 6.2.1 基于MCR模型的适宜性规则构建 |
| 6.2.2 基于ANN的CA邻域规则提取 |
| 6.2.3 MCR-ANN-CA景观生态网络空间模拟 |
| 6.2.4 模型模拟精度对比分析 |
| 6.3 本章小结 |
| 7. 结论 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 创新点 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
| 附录 文中关键代码 |
| (1) 生态廊道提取代码 |
| (2) 恢复鲁棒性代码 |
| (3) 连接鲁棒性代码 |
（5）荒漠草原区景观动态及生态格局优化研究 ——以内蒙古四子王旗为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 引言 |
| 1.1 选题依据与研究意义 |
| 1.1.1 选题依据 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 景观生态学研究进展 |
| 1.2.2 荒漠草原区景观生态研究进展 |
| 1.2.3 发展趋势及关注重点 |
| 1.2.4 文献综述 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 主要研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 研究区概况与数据预处理 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 资源条件 |
| 2.1.3 社会经济 |
| 2.2 数据预处理 |
| 2.2.1 景观分类 |
| 2.2.2 遥感数据处理 |
| 3 草地生态足迹演变特征 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 草地生态足迹 |
| 3.1.2 计量建模 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 非结构突变协整检验 |
| 3.2.2 结构突变协整检验 |
| 3.2.3 草地生态足迹模型对比 |
| 3.2.4 草地生态足迹演变阶段特征 |
| 3.3 讨论与小结 |
| 4 景观格局及生产力动态特征 |
| 4.1 研究方法 |
| 4.1.1 区域植被概况 |
| 4.1.2 数据处理 |
| 4.1.3 分析方法 |
| 4.2 植被生产力动态分析 |
| 4.2.1 植被NPP空间分布特征 |
| 4.2.2 植被NPP时空变化特征 |
| 4.2.3 植被NPP与气候因子的关系 |
| 4.3 景观结构类型的变化特征 |
| 4.3.1 景观类型动态幅度 |
| 4.3.2 景观类型动态方向 |
| 4.3.3 景观类型动态速率 |
| 4.4 景观格局的变化特征 |
| 4.4.1 类型水平的格局变化 |
| 4.4.2 景观水平的格局变化 |
| 4.5 讨论与小结 |
| 5 景观变化的驱动力分析 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 构建驱动因子的指标体系 |
| 5.1.2 回归分析与空间模型选择 |
| 5.2 景观变化与驱动指标空间回归过程 |
| 5.2.1 模型构建 |
| 5.2.2 模型拟合结果评估 |
| 5.3 景观变化的驱动力分析 |
| 5.4 讨论与小结 |
| 6 景观生态质量评价 |
| 6.1 数据来源与处理 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 草地生态质量评价 |
| 6.2.2 空间自相关分析 |
| 6.2.3 地理加权回归模型 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 草地生态质量的评价结果与类型划分 |
| 6.3.2 草地生态质量空间自相关分析 |
| 6.3.3 OLS与GWR的模型比较 |
| 6.3.4 基于GWR模型的影响因素分析 |
| 6.4 讨论与小结 |
| 7 基于生态安全的景观格局优化 |
| 7.1 安全格局构建 |
| 7.1.1 生态安全的识别与构建 |
| 7.1.2 模型的选择 |
| 7.1.3 景观格局优化途径 |
| 7.2 生态安全格局配置分区 |
| 7.2.1 不同生态源累积阻力表面 |
| 7.2.2 不同生态源累积耗费距离表面 |
| 7.2.3 不同生态源耗费阻力分区 |
| 7.2.4 生态安全格局优化配置分区 |
| 7.3 情景模拟方法 |
| 7.3.1 景观适宜性指标体系选择 |
| 7.3.2 景观适宜性图集 |
| 7.3.3 CA-Markvo模型构建 |
| 7.3.4 CA-Markvo模型数据处理 |
| 7.3.5 CA-Markov模拟精度检验 |
| 7.4 不同情景配置方案模拟结果 |
| 7.4.1 不同情景的转移概率 |
| 7.4.2 不同情景的配置方案 |
| 7.4.3 不同情景配置下景观适宜性分布 |
| 7.4.4 不同情景模拟结果 |
| 7.5 讨论与小结 |
| 8 结论、创新与不足 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 可能的创新 |
| 8.3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
（6）石羊河流域景观格局变化及生态安全构建研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究进展 |
| 1.2.1 景观格局研究现状及进展 |
| 1.2.2 景观生态安全评价研究现状及进展 |
| 1.2.3 景观生态安全构建研究现状及进展 |
| 1.2.4 石羊河流域景观生态研究现状及进展 |
| 1.3 拟解决的关键问题 |
| 1.4 研究方案 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.4.3 试验设计 |
| 1.4.4 技术路线 |
| 第二章 研究区概况及数据处理 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 自然条件 |
| 2.1.2 社会经济条件 |
| 2.1.3 土地资源现状 |
| 2.1.4 生态环境问题 |
| 2.2 数据来源与处理 |
| 2.2.1 数据来源 |
| 2.2.2 影像预处理 |
| 2.2.3 图像分类 |
| 2.2.4 景观组分面积 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 石羊河流域景观格局变化及驱动力分析 |
| 3.1 研究方案 |
| 3.2 景观格局变化分析 |
| 3.2.1 数量变化 |
| 3.2.2 结构变化 |
| 3.2.3 形状变化 |
| 3.3 景观格局变化特征分析 |
| 3.3.1 景观变化速度分析 |
| 3.3.2 景观变化空间分析 |
| 3.3.3 景观变化结构分析 |
| 3.4 景观组分变化驱动力分析 |
| 3.4.1 景观组分变化驱动因子指标体系构建 |
| 3.4.2 景观组分变化Logistic回归模型构建 |
| 3.4.3 景观组分变化驱动因子回归分析结果 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 石羊河流域景观格局变化动态模拟与分析 |
| 4.1 研究方案 |
| 4.2 CA-MARKOV模型 |
| 4.2.1 CA模型简介 |
| 4.2.2 Markov模型简介 |
| 4.2.3 CA与 Markov模型结合的优势 |
| 4.2.4 CA-Markov结合模型在GIS平台下的集成和实现 |
| 4.2.5 CA-Markov模型模拟预测步骤 |
| 4.3 适宜性划定范围 |
| 4.4 CA-MARKOV模型的构建 |
| 4.4.1 模型相关参数的确定 |
| 4.4.2 CA-MARKOV模拟精度及检验 |
| 4.5 石羊河流域未来景观格局模拟与分析 |
| 4.5.1 模拟误差分析 |
| 4.5.2 未来景观结构模拟分析 |
| 4.5.3 景观格局分析的指标体系构建 |
| 4.5.4 景观生态表征指标 |
| 4.5.5 模拟年份景观格局分析 |
| 4.5.6 各景观组分格局分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 石羊河流域景观生态安全评价及预测 |
| 5.1 研究方案 |
| 5.2 景观生态安全评价指标体系的构建 |
| 5.2.1 评价指标体系构建 |
| 5.2.2 评价指标的标准化 |
| 5.2.3 评价指标因子权重确定 |
| 5.2.4 综合评价 |
| 5.2.5 石羊河流域景观生态安全度的划分 |
| 5.3 石羊河流域景观生态安全评价 |
| 5.3.1 景观生态安全综合指数值 |
| 5.3.2 景观生态安全评价 |
| 5.4 石羊河流域景观生态安全动态模拟评价 |
| 5.4.1 灰色预测模型 |
| 5.4.2 预测模型精度检验 |
| 5.4.3 景观生态安全动态模拟评价 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 基于MCR模型的景观生态安全格局优化 |
| 6.1 研究方案 |
| 6.2 景观生态安全格局(SP)理论 |
| 6.3 最小累积阻力模型 |
| 6.4 “源”与石羊河流域景观要素阻力因子确定 |
| 6.4.1 石羊河流域“源”地 |
| 6.4.2 石羊河流域景观要素阻力面评价体系构建 |
| 6.4.3 石羊河流域单因子阻力表面构建 |
| 6.5 基于最小累积阻力模型的景观安全格局动态变化分析 |
| 6.5.1 石羊河流域景观安全格局构建 |
| 6.5.2 石羊河流域景观安全格局动态变化分析 |
| 6.5.3 景观安全格局空间分布及分区调控 |
| 6.6 本章小结 |
| 第七章 结论与讨论 |
| 7.1 讨论 |
| 7.2 结论 |
| 7.2.1 石羊河流域景观格局变化及驱动力研究结论 |
| 7.2.2 石羊河流域景观变化动态模拟与分析研究结论 |
| 7.2.3 石羊河流域景观生态安全评价与预测研究结论 |
| 7.2.4 石羊河流域景观生态安全构建与优化研究结论 |
| 7.3 创新点及研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
（7）基于CA-Markov模型下艾比湖流域生态功能核心区景观格局动态模拟研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 景观生态学概述 |
| 1.2.2 景观生态格局研究 |
| 1.2.3 景观格局动态变化研究 |
| 1.3 研究目的与内容 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 技术路线 |
| 2 数据与方法 |
| 2.1 数据来源及处理 |
| 2.1.1 遥感数据来源及处理 |
| 2.1.2 遥感影像的预处理 |
| 2.1.3 遥感影像的解译 |
| 2.1.4 土地利用类型划分 |
| 2.2 主要的景观空间动态模型 |
| 2.2.1 邻域规则模型 |
| 2.2.2 随机景观模型 |
| 2.2.3 景观智能模型 |
| 2.2.4 景观耦合模型 |
| 2.3 CA-Markov模型原理 |
| 2.4 CA模型原理 |
| 2.4.1 元胞的概念 |
| 2.4.2 CA模型的组成 |
| 2.5 景观动态模拟研究存在的问题和展望 |
| 2.5.1 模型算法的优化 |
| 2.5.2 尺度转换 |
| 2.5.3 模型测试和评估 |
| 2.5.4 传统的模型和社会经济因素响应 |
| 2.6 元胞自动机在地理研究中的应用 |
| 2.7 本文研究方法简述 |
| 3 艾比湖流域核心区景观格局特征分析 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 位置与范围 |
| 3.1.2 自然资源概况 |
| 3.1.3 气象气候特征 |
| 3.2 景观类别划分依据 |
| 3.3 土地利用结构及格局特征分析 |
| 3.3.1 土地利用结构变化分析 |
| 3.3.2 不同景观类型间的转移变化 |
| 3.4 研究区景观演化及其景观特征分析 |
| 3.4.1 景观格局指数选择 |
| 3.4.2 景观水平的格局特征分析 |
| 3.4.3 景观类型水平的格局特征分析 |
| 3.5 景观格局转移矩阵 |
| 3.5.1 用GIS制做土地利用转移矩阵流程 |
| 3.5.2 不同景观类型间的转移特征 |
| 4 基于CA-Markov模型进行景观格局预测 |
| 4.1 艾比湖湿地边缘带及周边景观变化影响因素分析 |
| 4.1.1 自然驱动因素 |
| 4.1.2 坡度因子 |
| 4.1.3 河流湖渠因素 |
| 4.1.4 社会经济驱动因素 |
| 4.2 CA-Markov模型的构建 |
| 4.3 景观格局转变适宜性图像集的生成 |
| 4.4 研究区概率矩阵模拟精度检验 |
| 4.5 研究区2025 年景观格局模拟结果分析 |
| 4.6 艾比湖流域核心区未来发展建议 |
| 5 结论与讨论 |
| 5.1 研究结论 |
| 5.2 问题讨论与展望 |
| 参考文献 |
| 在读期间科研与发表的论文 |
| 后记 |
（8）半干旱区农牧交错带生态格局研究 ——以西辽河平原为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 相关研究进展 |
| 1.2.1 生态水文的研究进展 |
| 1.2.2 草原植被群落演替研究 |
| 1.2.3 生态格局研究 |
| 1.3 研究内容与技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 技术路线 |
| 1.4 拟解决的关键问题 |
| 1.5 创新点 |
| 第二章 半干旱区水文循环与生态安全原理分析 |
| 2.1 半干旱区基本特点 |
| 2.1.1 半干旱区范围 |
| 2.1.2 西辽河平原概况 |
| 2.1.3 水文循环特点 |
| 2.1.4 生态格局 |
| 2.2 生态安全条件分析 |
| 2.2.1 水分驱动与植被演替 |
| 2.2.2 农牧区的进退 |
| 2.2.3 生态格局改变 |
| 2.3 半干旱区农牧交错带生态格局稳定性分析 |
| 2.3.1 地下水与植被生态稳定的临界条件 |
| 2.3.2 半干旱区农牧交错带生态格局 |
| 2.4 本章小结 |
| 第三章 西辽河平原植被调查与历史演替分析 |
| 3.1 植被群落历史调查 |
| 3.1.1 植被物种组成 |
| 3.1.2 植被群落分布 |
| 3.1.3 草原本底特征分析 |
| 3.2 天然草原植被群落现状调查 |
| 3.2.1 调查的意义 |
| 3.2.2 采样点选取原则 |
| 3.2.3 天然草原分布 |
| 3.2.4 采样点分布 |
| 3.2.5 数据采集 |
| 3.3 天然草原植被调查结果分析 |
| 3.3.1 植被物种组成 |
| 3.3.2 植被物种多样性演替分析 |
| 3.3.3 植被群落调查 |
| 3.3.4 植被群落空间分布 |
| 3.3.5 天然草原现状特征 |
| 3.4 西辽河平原植被演替分析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第四章 西辽河平原典型草原植被群落生态水文演替规律分析 |
| 4.1 地下水位变化 |
| 4.2 天然草原面积变化 |
| 4.3 植被物种多样性演变分析 |
| 4.4 天然草原植被群落演替 |
| 4.4.1 扎鲁特旗天然草原植被群落演替 |
| 4.4.2 科左后旗天然草原植被群落演替 |
| 4.4.3 群落多样性变化分析 |
| 4.5 天然草原退化演替路径 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 西辽河平原农牧交错带生态格局研究 |
| 5.1 生态格局调整的思路与原则 |
| 5.2 草原生态“修复”的拓扑分析 |
| 5.2.1 天然草原是草原生态修复的基因库 |
| 5.2.2 天然草原扩张 |
| 5.2.3 退化草地扩张 |
| 5.2.4 草原扩张结果分析 |
| 5.3 地下水流场模拟 |
| 5.3.1 模型构建及数据处理 |
| 5.3.2 模型模拟结果验证 |
| 5.3.3 西辽河平原地下水流场分布 |
| 5.4 西辽河平原农牧交错带合理生态格局 |
| 5.4.1 地下水流场目标 |
| 5.4.2 生态格局现状 |
| 5.4.3 近期目标 |
| 5.4.4 中期目标 |
| 5.4.5 远期目标 |
| 5.5 合理性分析 |
| 5.6 本章小结 |
| 第六章 结论与讨论 |
| 6.1 研究成果 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 讨论与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读博士学位期间发表的论文 |
| 攻读博士期间参与的科研项目 |
| 致谢 |
（9）古尔班通古特沙漠固沙植被格局与水文过程的关系研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 植被格局与过程 |
| 1.2.2 干旱区水文过程对固沙植被格局的影响 |
| 1.2.3 干旱区固沙植被格局对水文过程的影响 |
| 1.2.4 干旱区固沙植被格局与水文过程的互馈机制 |
| 1.3 研究目标、内容与技术路线 |
| 1.3.1 科学问题 |
| 1.3.2 研究目标 |
| 1.3.3 研究内容 |
| 1.3.4 研究思路与技术路线 |
| 第2章 研究区概况与数据收集 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形、地貌特征 |
| 2.1.3 气象、水文特征 |
| 2.1.4 土壤、植被特征 |
| 2.2 数据收集 |
| 2.2.1 气象数据 |
| 2.2.2 遥感数据 |
| 2.2.3 沙漠化程度分类 |
| 2.2.4 样地布设 |
| 2.2.5 野外地形、植被调查 |
| 第3章 古尔班通古特沙漠南缘固沙植被格局类型与变化特征 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 数据处理方法 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 固沙植被格局类型及分布特征 |
| 3.2.2 固沙植被类型变化特征 |
| 3.2.3 固沙植被景观格局变化分析 |
| 3.2.4 固沙植被空间分布及重心迁移 |
| 3.2.5 固沙植被(NDVI)变化趋势 |
| 3.3 讨论 |
| 第4章 古尔班通古特沙漠南缘固沙植被水文过程与分异特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 气象因子 |
| 4.1.2 分析方法 |
| 4.1.3 样点布设和数据采集 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 古尔班通古特沙漠南缘降水变化特征 |
| 4.2.2 古尔班通古特沙漠南缘蒸散发变化特征 |
| 4.2.3 古尔班通古特沙漠南缘土壤水分动态变化特征 |
| 4.2.4 古尔班通古特沙漠南缘地下水动态变化特征 |
| 4.3 讨论 |
| 第5章 固沙植被格局与水文过程的关系模拟 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 建模思想 |
| 5.1.2 关键控制方程 |
| 5.1.3 模型构架 |
| 5.1.4 模型参数 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 蒸散发过程模拟 |
| 5.2.2 土壤水分动态模拟 |
| 5.2.3 固沙植被气孔导度和光合速率模拟 |
| 5.2.4 固沙植被(NPP)模拟 |
| 5.2.5 降水对固沙植被格局的影响 |
| 5.2.6 土壤水动态对固沙植被格局的影响 |
| 5.2.7 固沙植被格局对土壤水动态的影响 |
| 5.2.8 固沙植被水分利用效率 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 降水对固沙植被格局的影响 |
| 5.3.2 土壤水分对固沙植被格局的影响 |
| 5.3.3 植被格局对土壤水分影响 |
| 5.3.4 固沙植被格局与水分互馈机制 |
| 第6章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 展望 |
| 中英文缩略语对照表 |
| 参考文献 |
| 个人简历及发表文章 |
| 致谢 |
（10）艾比湖湿地边缘带土壤及地表温度特征与景观格局关系研究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 1. 绪论 |
| 1.1 立题来源与依据 |
| 1.2 研究背景及意义 |
| 1.2.1 研究背景 |
| 1.2.2 研究目的与意义 |
| 1.3 国内外研究进展 |
| 1.3.1 景观格局 |
| 1.3.2 景观格局与景观过程的耦合研究 |
| 1.3.3 艾比湖地区研究现状 |
| 1.4 研究方法及技术路线 |
| 2. 研究区概况 |
| 2.1 研究区的界定 |
| 2.2 自然条件概况 |
| 2.2.1 研究区地理位置 |
| 2.2.2 地形与土壤 |
| 2.2.3 水文与气候 |
| 2.2.4 生物资源 |
| 2.2.5 矿物资源 |
| 2.3 社会经济 |
| 3. 数据来源与处理 |
| 3.1 卫星数据来源与分析 |
| 3.2 野外调查 |
| 3.3 遥感图像处理与分类 |
| 3.3.1 影像预处理 |
| 3.3.2 遥感影像解译 |
| 3.4 土壤样本分析 |
| 4. 艾比湖湿地边缘带景观格局研究 |
| 4.1 景观类型分类结果 |
| 4.2 景观指数分析 |
| 4.2.1 景观单元特征指数 |
| 4.2.2 景观多样性与异质性指数 |
| 5. 地表温度及土壤特性与景观格局关系研究 |
| 5.1 地表温度与景观格局的关系 |
| 5.1.1 地表温度与景观格局的关系 |
| 5.1.2 不同景观格局下地表温度与植被覆盖的统计分析 |
| 5.2 土壤特征与景观格局关系研究 |
| 5.2.1 不同景观格局下土壤盐分的垂直分布特征 |
| 5.2.2 不同景观格局下盐分水平分布特征 |
| 5.3 土壤磷元素与景观格局关系研究 |
| 5.3.1 不同景观格局下土壤磷的垂直分异特征 |
| 5.3.2 不同景观格局下土壤磷水平分异特征 |
| 6. 结论与讨论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 本次研究的不足 |
| 附录 |
| 附件1 表目录 |
| 附件2 图目录 |
| 参考文献 |
| 在读期间发表论文 |
| 后记 |
四、简评《中国干旱区景观生态学研究进展》（论文参考文献）
- [1]生物结皮分布格局对黄土丘陵区坡面产沙的影响及机制[D]. 吉静怡. 西北农林科技大学, 2021
- [2]半干旱煤矿区受损植被引导型恢复研究[D]. 刘英. 中国矿业大学, 2020
- [3]基于3S集成技术的半干旱草原区大型露天煤炭基地景观格局优化研究[D]. 吴振华. 中国矿业大学, 2020
- [4]基于层级分析的包头生态网络结构及格局演变研究[D]. 刘建华. 北京林业大学, 2019(04)
- [5]荒漠草原区景观动态及生态格局优化研究 ——以内蒙古四子王旗为例[D]. 高艺宁. 内蒙古农业大学, 2019(01)
- [6]石羊河流域景观格局变化及生态安全构建研究[D]. 乔蕻强. 甘肃农业大学, 2019(02)
- [7]基于CA-Markov模型下艾比湖流域生态功能核心区景观格局动态模拟研究[D]. 莫丰瑞. 新疆师范大学, 2018(08)
- [8]半干旱区农牧交错带生态格局研究 ——以西辽河平原为例[D]. 闫龙. 中国水利水电科学研究院, 2018(12)
- [9]古尔班通古特沙漠固沙植被格局与水文过程的关系研究[D]. 王新军. 新疆农业大学, 2017(02)
- [10]艾比湖湿地边缘带土壤及地表温度特征与景观格局关系研究[D]. 苏艳. 新疆师范大学, 2016(08)