全 文 ：干旱区内陆艾比湖区域景观生态
风险评价及时空分异
张　 月１，２　 张　 飞１，２，３∗　 周　 梅１，２　 李晓航１，２　 任　 岩１，２　 王　 娟１，２
（ １新疆大学资源与环境科学学院， 乌鲁木齐 ８３００４６； ２新疆大学绿洲生态教育部重点实验室， 乌鲁木齐 ８３００４６； ３新疆智慧城
市与环境建模普通高校重点实验室， 乌鲁木齐 ８３００４６）
摘　 要　 以新疆艾比湖流域典型区域为研究区，利用 １９９８、２０１１和 ２０１３年的 Ｌａｎｄｓａｔ ＴＭ ／ ＯＬＩ
遥感影像，将研究区分为耕地、林地、草地、水体、裸露的湖床及盐渍地和未利用地 ６ 个景观类
型，计算各景观指数，引入生态风险指数，进行空间插值，并把研究区划分为低、较低、中、较
高、高生态风险区，对研究区景观格局生态风险的时空变化特征进行评估．结果表明： １９９８—
２０１３年，艾比湖区域景观格局变化明显，主要特征为耕地景观面积明显增加，其他景观面积减
少；１９９８年，生态风险区以高等级为主，而在 ２０１１、２０１３ 年，生态风险区均以较高和低等级为
主．１９９８—２０１３年，研究区的生态风险等级呈明显降低趋势，生态风险等级由高生态等级向低
生态等级转变的总面积远高于由低生态等级向高生态等级转变的总面积．
关键词　 艾比湖区域； 景观格局； 生态风险； 时空分异
本文由新疆维吾尔族自治区青年科技创新人才培养工程项目（２０１３７３１００２）、国家自然科学基金项目（４１３６１０４５，４１１３０５３１）和新疆绿洲生态
（教育部省部共建）重点实验室开放课题项目（ＸＪＤＸ０２０１⁃２０１２⁃０１）资助 Ｔｈｉｓ ｗｏｒｋ ｗａｓ ｓｕｐｐｏｒｔｅｄ ｂｙ ｔｈｅ Ｙｏｕｎｇ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ⁃Ｉｎｎｏｖａｔｉｏｎ Ｔｒａｉｎｉｎｇ Ｐｒｏ⁃
ｇｒａｍ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｆｏｒ Ｔａｌｅｎｔｓ ｆｒｏｍ ｔｈｅ Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ｕｙｇｕｒ Ａｕｔｏｎｏｍｏｕｓ Ｒｅｇｉｏｎ （２０１３７３１００２）， ｔｈｅ Ｎａｔｉｏｎａｌ Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｆｏｕｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （４１３６１０４５，
４１１３０５３１） ａｎｄ ｔｈｅ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｏａｓｉｓ Ｅｃｏｌｏｇｙ ｉｎ Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ （ＸＪＤＸ０２０１⁃２０１２⁃０１） ．
２０１５⁃０３⁃１７ Ｒｅｃｅｉｖｅｄ， ２０１５⁃１０⁃１４ Ａｃｃｅｐｔｅｄ．
∗通讯作者 Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ ａｕｔｈｏｒ． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｚｈａｎｇｆｅｉ３ｓ＠ １６３．ｃｏｍ
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ ｉｔｓ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｉｎ Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ
ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ ｉｎｌａｎｄ ａｒｉｄ ａｒｅａ． ＺＨＡＮＧ Ｙｕｅ１，２， ＺＨＡＮＧ Ｆｅｉ１，２，３∗， ＺＨＯＵ Ｍｅｉ１，２， ＬＩ Ｘｉａｏ⁃ｈａｎｇ１，２，
ＲＥＮ Ｙａｎ１，２， ＷＡＮＧ Ｊｕａｎ１，２ （ １Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ， Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，
Ｕｒｕｍｑｉ ８３００４６， Ｃｈｉｎａ； ２Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｏａｓｉｓ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｕｒｕｍｑｉ ８３００４６，
Ｃｈｉｎａ； ３Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ｗｉｓｄｏｍ Ｃｉｔｙ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｍｏｄｅｌｉｎｇ， Ｕｒｕｍｑｉ ８３００４６， Ｃｈｉ⁃
ｎａ） ．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｔｈｅ ｔｙｐｉｃａｌ ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ Ｂａｓｉｎ ｗａｓ ｃｈｏｓｅｎ ａｓ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ． Ｌａｎｄｓａｔ ＴＭ ／ ＯＬＩ
ｉｍａｇｅｓ ｆｏｒ １９９８， ２０１１ ａｎｄ ２０１３ ｗｅｒｅ ｏｂｔａｉｎｅｄ． Ｉｎ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ， ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｗａｓ ｃｌａｓｓｉｆｉｅｄ ｉｎｔｏ ｓｉｘ
ｔｙｐｅｓ， ｉｎｃｌｕｄｉｎｇ ｃｒｏｐｌａｎｄ， ｗｏｏｄｌａｎｄ， ｇｒａｓｓｌａｎｄ， ｗａｔｅｒ ｂｏｄｙ， ｂａｒｅ ｌａｋｅ ｂｅｄ， ｓａｌｉｎｉｚｅｄ ｌａｎｄ ａｎｄ
ｕｎｕｔｉｌｉｚｅｄ ｌａｎｄ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｉｎｄｉｃｅｓ ａｎｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｉｎｄｅｘ ｗｅｒｅ ｃａｌｃｕｌａｔｅｄ ａｎｄ ｓｐａｔｉａｌｌｙ ｉｎｔｅｒｐｏｌａ⁃
ｔｅｄ ｆｏｒ ｔｈｅ ｗｈｏｌｅ ｒｅｇｉｏｎ， ｗｈｉｃｈ ｗａｓ ｄｉｖｉｄｅｄ ｉｎｔｏ ｆｉｖｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒｉｓｋ ｚｏｎｅｓ： ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｌｏｗ， ｌｏｗ， ｍｏｄｅ⁃
ｒａｔｅ， ｈｉｇｈ ａｎｄ ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ． Ｔｈｅｙ ｗｅｒｅ ｃａｒｒｉｅｄ ｏｕｔ ｆｏｒ ａｓｓｅｓｓｉｎｇ ｔｈｅ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏ⁃
ｒａｌ ｃｈａｎｇｅｓ ｉｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｆｏｒ ｅａｃｈ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｒｅｇｉｏｎａｌ ｌａｎｄ⁃
ｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎｓ ｈａｄ ｅｘｐｅｒｉｅｎｃｅｄ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｃｈａｎｇｅｓ， ａｎｄ ｔｈｅ ｉｎｃｒｅａｓｅ ｉｎ ｔｈｅ ａｒｅａ ｏｆ ｃｒｏｐｌａｎｄｓ ｗａｓ
ｔｈｅ ｍａｉｎ ｔｒｅｎｄ ｉｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｖｏｌｕｔｉｏｎ ｆｒｏｍ １９９８－２０１３． Ｔｈｅ ｍａｉｎ ｐａｒｔ ｏｆ ｔｈｅ ｒｅｇｉｏｎａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍ
ｆａｃｅｄ ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ｉｎ １９９８， ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ｉｎ ２０１１ ａｎｄ ｌｏｗ ｒｉｓｋ ｉｎ ２０１３． Ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｌｅｖｅｌ
ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ ｗａｓ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｉｎ ｔｈｅ ｏｖｅｒａｌｌ ｐｅｒｉｏｄ， ａｎｄ ｔｈｅ ｔｏｔａｌ ａｒｅａ ｏｆ ｃｈａｎｇｅ ｆｒｏｍ
ｈｉｇｈ ｔｏ ｌｏｗ ｒｉｓｋ ｗａｓ ｍｕｃｈ ｇｒｅａｔｅｒ ｔｈａｎ ｔｈｏｓｅ ｆｒｏｍ ｌｏｗ ｔｏ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ ｒｅｇｉｏｎ； ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ； ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ； ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ．
应 用 生 态 学 报　 ２０１６年 １月　 第 ２７卷　 第 １期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ｈｔｔｐ： ／ ／ ｗｗｗ．ｃｊａｅ．ｎｅｔ
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｊａｎ． ２０１６， ２７（１）： ２３３－２４２　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ＤＯＩ： １０．１３２８７ ／ ｊ．１００１－９３３２．２０１６０１．００１
　 　 生态风险是生态系统及其组分所承受的风险，
指一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受到
外界胁迫，从而在目前和将来减少该系统内部某些
要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值
和美学价值的可能性［１－４］ ．生态风险评价是对生态环
境灾害发生的机率进行定量化地评估［５－７］ ．区域生态
风险评价是在区域尺度上描述由于人类活动以及自
然因素对生态环境所造成的副作用的可能性，以及
其程度轻重的过程［８］，是对生态系统的资源生产能
力以及服务能力下降、生态环境污染和退化给社会
和人类生产生活造成的短期及长期不利影响和不确
定性的评价［９］ ．区域生态风险问题是众多因素相互
作用的结果，大致可分为自然因素和人为因素，其特
点是影响范围较大、作用时间及其产生的后果很难
预测［１０］ ．近些年来，在全球气候变化与人类活动双
重胁迫的作用下，生态环境受到了极大的冲击和破
坏，使生态系统出现了各类问题，如环境恶化、灾害
加剧的趋势等，生态环境面临前所未有的挑战［１１］ ．
当前，基于景观格局的生态学研究对区域生态
安全的维护和保障极为重要［１２］，已成为国内外学者
关注的热点问题之一［１３－１６］ ．在国外，生态风险研究
主要是应用相对生态风险评价模型（ＲＲＭ）在流域
和景观尺度上［１７］分析生态环境，还有部分学者对景
观的危害、价值和风险进行评估［１８］ ．目前，关于生态
风险评价的研究大多是河流、流域环境的重金属污
染评价［１９－２１］，以及化学物质和农药污染的风险评
价［２２］ ．这些研究主要为管理提供依据［２３］ ．国内学者
主要基于景观格局和土地利用变化进行生态风险研
究［２４］ ．同时，学者们针对环境的重金属污染进行了
较多的评价研究［２５］ ．基于景观格局的生态风险评价
研究主要是以景观脆弱度指数和景观格局指数等作
为评价指标构建生态风险模型［２６］对生态环境进行
分析．时空尺度的定量化方法作为生态风险评价的
前沿和发展方向已经受到了学者的普遍关注［２７］ ．危
害我国生态环境的不仅是自然灾害，还有化学污染
以及人类活动等问题［２８］ ．我国西北地区经济较为落
后、生态环境脆弱［２９］，尤其是我国西北部的干旱地
区，荒漠包围绿洲，高山环绕盆地，干旱区内陆的生
态系统单一，人与生态环境的相互作用敏感［３０］ ．
近 ４０年来，艾比湖的面积不断萎缩，使本来脆
弱的生态系统更不稳定，以至于敏感性和脆弱度更
强，这使艾比湖流域的经济发展以及生态环境受到
了很大威胁［３１－３２］ ．本文运用生态风险评价的方法，
结合景观生态学原理与空间统计学分析，基于其景
观格局和土地利用变化的信息，构建艾比湖区域的
景观生态风险指数，对艾比湖区域进行生态风险分
析，揭示研究区生态风险的时空变化特征及驱动因
素，以期为该区域的管理与协调发展提供科学依据
和技术支持．
１　 研究地区与研究方法
１􀆰 １　 研究区概况
艾比湖区域位于 ４４°３２′—４５°０８′ Ｎ、８２°０４′—
８３°３２′ Ｅ，主要包括 ２个绿洲：艾比湖沿岸地区以及
地处艾比湖流域的中部偏西（包括艾比湖湖区）地
区（图 １）．新疆具有独特的地形特征，天山、昆仑山
等高大山系成为了夏季风难以逾越的屏障，湿润气
流无法吹进，水汽来源被隔绝，致使夏季的水汽十分
贫乏，降雨量稀少．冬季，来自蒙古⁃西伯利亚高压区
的强大干冷气流导致异常干燥寒冷．艾比湖区域属
于典型的中温带干旱大陆气候，以干旱少雨、气温变
化剧烈为特征．年平均气温 ６．６ ～ ７．８ ℃，年降水量
１１６．０～１６９．２ ｍｍ．近 ４０年来，由于入湖水量的减少，
艾比湖湖面急剧萎缩，湖面曾缩至不足 ５００ ｋｍ２，水
位下降了 ２～３ ｍ，干涸湖地已沦为盐漠，成为浮尘天
气发源地．由于各种原因，研究区生态环境遭到破
坏，生态系统的平衡受到了严重影响［３３］ ．
１􀆰 ２　 数据来源与处理
本文以艾比湖区域 １９９８、２０１１ 年 ＴＭ 影像和
２０１３年 ＯＬＩ遥感影像为主要数据源（时相为植被生
长茂盛的 ６—１０ 月），并结合其他相关统计资料进
行分析．在 ＥＮＶＩ ４．８ 软件的支持下，对图像进行校
正及配准等预处理．利用最大似然法进行监督分类，
依据研究区土地资源的利用状况以及当地的实际景
观类型单一的特点，将研究区划分为耕地、林地、草
地、水体、裸露的河床及盐渍地、未利用地 ６类景观类
型 ．进行监督分类时，结合Ｇｏｏｇｌｅ Ｅａｒｔｈ和野外采样
图 １　 研究区地理位置
Ｆｉｇ．１　 Ｇｅｏｇｒａｐｈｉｃａｌ ｌｏｃａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ．
Ⅰ： 水体Ｗａｔｅｒ； Ⅱ：植被和耕地 Ｖｅｇｅｔａｔｉｏｎ ａｎｄ ｃｒｏｐｌａｎｄ； Ⅲ：盐渍地
Ｓａｌｉｎｉｚｅｄ ｌａｎｄ； Ⅳ： 未利用地和其他 Ｕｎｕｔｉｌｉｚｅｄ ａｎｄ ｏｔｈｅｒｓ．
４３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
点实地考察校正以及访谈当地的常住居民，得到研
究区 １９９８、２０１１ 以及 ２０１３ 年的土地类型分类图．基
于评价的全面性和结果的有效性，采用 Ｊｅｆｆｒｉｅｓ⁃
Ｍａｔｕｓｉｔａ距离（Ｊ⁃Ｍ距离） ［３４］矩阵来衡量各地类之间
的分类程度，它是类对间统计可分性的一种度量，计
算公式如下：
Ｊｉｊ ＝ ２［１－ｅｘｐ（－Ｂ ｉｊ）］
Ｂ ｉｊ ＝
１
８
（Ｍｉ－Ｍ ｊ） Ｔ
（Ｖｉ＋Ｖ ｊ）
２
é
ë
êê
ù
û
úú
－１
（Ｍｉ－Ｍ ｊ）＋
１
２
ｌｎ
｜ （Ｖｉ＋Ｖ ｊ） ｜ ／ ２
｜Ｖｉ ｜Ｖ ｊ ｜
式中：Ｖｉ、Ｖ ｊ 分别是类别 ｉ 和 ｊ 的矩阵训练样本协方
差；Ｍｉ 和 Ｍ ｊ 是其相应的训练样本平均向量．Ｊｉｊ的取
值在 ０～２．０，该值＜１．５ 说明分离性较差，＞１．８ 说明
分离性较好，在 １．９～２．０表明两类别分离性很好［３４］ ．
本研究区分类的精度见表 １．
１􀆰 ３　 基于景观格局的区域生态环境状况指数
不同景观类型对生态系统的生物物种多样性、
生态系统平衡及其功能、景观结构自然演替等方面
的作用有所差异．景观类型的不同影响生态系统对
外界干扰的抵抗能力．本文以景观格局特征为基础，
选取景观指数，由景观分析软件 Ｆｒａｇｓｔａｔｓ ３．４计算出
研究区的景观格局指标数值（表 ２）．利用景观软件
Ｆｒａｇｓｔａｔｓ ３．４和 Ｅｘｃｅｌ ２００３ 的统计分析功能，按照表
２给出的计算方法，得到研究区 １９９８、２０１１ 和 ２０１３
年各景观类型的景观格局指数．
１􀆰 ４　 景观生态风险分析
１􀆰 ４􀆰 １研究区风险小区的划分　 根据研究区面积的
大小和采样工作量，并考虑到本研究区的景观类型
较为单一，本文采用 １５ ｋｍ×１５ ｋｍ 的正方形单元网
格进行等间距采样，共划分风险小区 ７２ 个（图 ２）．
基于景观指数所构建的风险指数，计算每个风险小
表 １　 ２０１３年监督分类的 Ｊ⁃Ｍ距离矩阵
Ｔａｂｌｅ １　 Ｍａｔｒｉｘ ｏｆ Ｊ⁃Ｍ ｄｉｓｔａｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ ｓｕｐｅｒｖｉｓｅｄ ｃｌａｓｓｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ２０１３
林地
Ｗｏｏｄｌａｎｄ
草地
Ｇｒａｓｓｌａｎｄ
水体
Ｗａｔｅｒ
裸露的河床及盐渍地
Ｂａｒｅｄ ｌａｋｅｂｅｄ ａｎｄ
ｓａｌｉｎｉｚｅｄ ｌａｎｄ
未利用地
Ｕｎｕｔｉｌｉｚｅｄ
ｌａｎｄ
耕地 Ｃｒｏｐｌａｎｄ １．９９ １．９６ １．９９ ２．００ １．９９
林地 Ｗｏｏｄｌａｎｄ １．９４ ２．００ ２．００ １．９９
草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ １．９９ １．９９ １．９９
水体 Ｗａｔｅｒ １．９９ １．９９
裸露的河床及盐渍地
Ｂａｒｅｄ ｌａｋｅｂｅｄ ａｎｄ ｓａｌｉｎｉｚｅｄ ｌａｎｄ
１．９９
表 ２　 景观格局指数计算方法
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｃａｌｃｕｌａｔｉｏｎ ｍｅｔｈｏｄｓ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｉｎｄｉｃｅｓ
序号
Ｎｏ．
指数
Ｉｎｄｅｘ
计算公式
Ｃｏｍｐｕｔａｔｉｏｎ ｆｏｒｍｕｌａ
景观格局指数的意义
Ｍｅａｎｉｎｇ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｉｎｄｅｘ
１ 景观破碎度指数
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｆｒａｇｍｅｎｔａ⁃
ｔｉｏｎ ｉｎｄｅｘ （Ｃｉ）
Ｃｉ ＝
ｎｉ
Ａｉ
该值用来表述整个景观或某一景观类型在给定时间和综合性质上的破碎化程度，即
指在自然或人为干扰作用下，景观由单一均质和连续的整体趋向于复杂、异质和不
连续的斑块镶嵌的过程，此值越大，表明景观单元内部稳定性越低，对应的景观的生
态系统稳定性越低［１０］ ．式中： ｎｉ 为景观类型 ｉ的斑块数；Ａｉ 为景观类型 ｉ的总面积
２ 景观分离度指数［２９］
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ａｂｒｕｐｔｉｏｎ
ｉｎｄｅｘ （Ｎｉ）
Ｎｉ ＝ ｌｉ×Ａ ／ Ａｉ
ｌｉ ＝
１
２
ｎｉ
Ａ
指某一景观类型中不同元素或斑块个体分布的分离程度．分离程度越大，表明景观
在地域分布上越分散，景观分布越复杂，破碎化程度也越高．式中： ｌｉ 为景观类型 ｉ的
距离指数；Ａ为景观总面积
３ 景观分维数
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｆｒａｃｔａｌ ｄｉ⁃
ｍｅｎｓｉｏｎ （Ｆｉ）
Ｆｉ ＝
２ｌｎ（Ｐｉ ／ ４）
ｌｎＡｉ
分维数值的理论范围为 １～２，维数越大表示图形形状越复杂，当维数＜１．５时，说明图
形趋向于简单；当维数＝ １．５时，表示图形处于布朗随机运动状态，越接近于该值，稳
定性越差；当维数＞１．５时，则图形趋于复杂［３５］ ．式中： Ｐｉ 为景观类型 ｉ的周长
４ 景观干扰度 ［３６－３７］
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｏｂｓｔｒｕｃｔｉｏｎ
ｉｎｄｅｘ （Ｓｉ）
Ｓｉ ＝ａＣｉ＋ｂＮｉ＋ｃＦｉ 其值是用来反映不同区域受到干扰之后的损失程度．ａ，ｂ，ｃ 为相应各景观指数的权
重，且 ａ＋ｂ＋ｃ＝ １，根据相关研究，结合本研究区的实际情况分别赋以景观破碎度指
数、分离度指数和分维数 ０．５、０．３和 ０．２的权重
５ 景观脆弱度指数［１０］
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｖｕｌｎｅｒａｂｉ⁃
ｌｉｔｙ ｉｎｄｅｘ （Ｖｉ）
由专家咨询法并归
一化获得
表示不同生态系统的易损性，生态系统的脆弱性与其在景观自然演替过程中所处的
阶段有关．分别对其景观类型赋以脆弱度指数，进行归一化处理，得到各自的脆弱度
指数
６ 景观损失度指数［３６］
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｌｏｓｓ ｉｎｄｅｘ
（Ｒｉ）
Ｒｉ ＝Ｓｉ×Ｖｉ 景观损失度指数表示遭遇干扰时各类型景观所受到生态损失的差别，即其自然属性
损失的程度，是某一景观类型的景观结构指数和脆弱度指数的综合
５３２１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张　 月等： 干旱区内陆艾比湖区域景观生态风险评价及时空分异　 　 　 　 　 　
图 ２　 生态风险小区的划分
Ｆｉｇ．２　 Ｄｉｖｉｓｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｒｅａ．
Ⅰ： 风险小区中心 Ｃｅｎｔｒａｌ ｐｏｉｎｔ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｒｅａ； Ⅱ： 风险小区
（采样格网）Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｒｅａ （Ｓａｍｐｌｉｎｇ ｇｒｉｄ） ．
区的景观生态风险值．
１􀆰 ４􀆰 ２景观生态风险评价　 景观指数能够定量化地
反映景观格局的有关信息．因此，可以选用合适的景
观指标在某种程度上反映研究区受到干扰之后的损
失程度．所选用的指标需有利于生态环境的预测及
评价，并能定量化表述生态系统中各个景观类型受
到危害性和不确定性因素的作用后可能导致的结
果［９］ ．其中，景观破碎度，可以表征景观内部的稳定
性及人类干扰度；景观分离度，表征景观分布的密切
程度；分维数，表征景观边界的复杂性和稳定性［３７］ ．
本文考虑到研究区生态景观类型较为单一的特点及
其对研究区生态系统的影响状况，利用景观干扰度、
脆弱度以及景观分维数构建景观生态风险指数
（ＥＲＩ），该指数可描述每个风险小区综合生态环境
损失的程度，同时通过采样方法可将景观的空间结
构转化为空间化的生态风险变量，其计算公式如
下［３８］：
ＥＲＩｉ ＝∑
Ｎ
ｉ ＝ １
Ａｋｉ
Ａｋ
Ｒ ｉ
式中：Ｒ ｉ为景观类型 ｉ 的景观损失度指数；Ａｋｉ为第 ｋ
个风险小区中景观类型 ｉ的面积；Ａ为第 ｋ个风险小
区的面积；ＥＲＩｉ为风险小区 ｉ 的景观生态风险指数，
该值越大表示生态风险程度越高，反之，生态风险程
度越高．
本文对基于景观结构的生态风险指数进行等级
划分，目的是为了便于直观地分析生态风险等级的
空间分布特征．本研究设定了 ５ 个生态风险等级：高
生态风险区（ＥＲＩ＞０．０８４）、较高生态风险区（０．０７８≤
ＥＲＩ＜０．０８４）、中生态风险区（０．０７≤ＥＲＩ＜０．０７８）、较
低生态风险区（０．０６５≤ＥＲＩ＜０．０７）、低生态风险区
（ＥＲＩ≤０．０６５），并对研究区 ７２个风险小区的各生态
风险指数分级的面积比例进行统计．
１􀆰 ４􀆰 ３空间分析方法 　 地统计学是一系列检测、模
拟和估计变量在空间上的相关关系和格局的统计方
法［３８］ ．半方差分析一般被认为是地统计学的一部
分，可以利用统计学方法进行空间特征分析，具体计
算公式为［３９］：
γ（ｈ） ＝ １
２ｎ（ｈ）∑
ｎ（ｈ）
ｉ ＝ １
［Ｚ（ｘｉ ＋ ｈ） － Ｚ（ｘｉ）］ ２
式中：γ（ｈ）为变异函数；ｎ（ｈ）为样本间距为 ｈ 时的
样点对数；ｈ为样本间距离；Ｚ 为某系统属性的随机
变量；Ｚ（ｘｉ）和 Ｚ（ｘｉ＋ｈ）分别为变量在 ｘｉ和（ｘｉ＋ｈ）点
的取值．
为了直观地描述研究区内生态风险程度的空间
分布特征，本文基于地统计学半方差函数的理论模
型拟合分析，利用 ＡｒｃＧＩＳ １０．０的地统计模块中的普
通克里格法进行插值生成 １９９８、２０１１ 和 ２０１３ 年的
连续空间分布图．利用 ＡｒｃＧＩＳ 软件的空间叠加分析
功能，将研究区 １９９８、２０１１和 ２０１３年的生态风险等
级分布图进行叠加，并对 １９９８—２０１３年间各风险等
级转化方向和面积进行定量分析．
利用地统计学方法对生态风险的空间分异特征
进行分析．生态风险的空间异质性主要由随机部分
和自相关部分组成，当取样距离在基台值尺度之内
时，生态风险具有自相关性，而当采样距离大于基台
值尺度时，生态风险的空间分布则为随机的［９］ ．采用
地统计软件 ＧＳ＋来实现样本变异函数理论模型的最
优拟合，本研究中步长的划分以 １５ ｋｍ（本研究采用
１５ ｋｍ×１５ ｋｍ 的正方形单元网格进行等间距采样）
为间距，共 １０组，小于样点间最大距离的一半，满足
地统计分析的要求．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 景观格局指数的时序变化
从表 ３ 可以看出，１９９８—２０１３ 年，研究区所有
景观类型的面积都有波动，其中，耕地面积一直很大
并且有明显的增加趋势，１９９８、２０１１、２０１３ 年其面积
分别为 ９６８９９、２０５８４３和 ２４６０３８ ｈｍ２，耕地为研究区
的主要景观类型．林地、草地以及水体面积都有不同
程度的减少，其中，林地面积的减幅最大，从 １９９８ 年
的 １７３４８ ｈｍ２减少到 ２０１１年的 ８６０３ ｈｍ２，到 ２０１３年
已经减至 １６３４ ｈｍ２，其次面积减少的速率依次为草
地、水体．未利用地的面积有减少趋势，而裸露的河
床及盐渍地面积则有增加趋势．本研究区地处半干
旱区，草地、林地等景观分布较少．研究区林地、草
地、耕地、裸露的河床及盐渍地的斑块数都有所减
少，仅水体和未利用地的斑块数有所增加，分别由
６３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
１９９８年的 ５２ 和 ６２６ 个增加至 ２０１１ 年的 ６２ 和 ７４６
个，到 ２０１３ 年则增加到 １４０ 和 ８２４ 个，致使这 ２ 种
景观类型的破碎度指数和分离度指数均有所增大，
说明这 ２种景观类型破碎化程度加深、分离度增大．
与水体和未利用地不同，自 １９９８ 年起，耕地面积不
断增加而斑块数不断减少，使其分离度不断减小，由
１９９８年的 ０．１６８８减小到 ２０１１ 年的 ０．０７４４，２０１３ 年
减至 ０．０５５５，因此其损失度也有不断减小趋势．
　 　 研究期间，未利用地的景观损失度指数很大，且
呈现出稳定的状态，其主要原因是在本研究区内，在
气候和土壤等自然因素的限制下，未利用地面积很
大，所能转化为其他景观类型的面积有限，面积虽然
有所减少，然而斑块数目增加，景观破碎度和干扰度
指数增大．此外，其本身的生态脆弱度指数极高，也
成为其景观损失度指数较大的重要原因之一．
２􀆰 ２　 景观生态风险的空间分异及其格局变化
由表 ４ 可以看出，１９９８、２０１１ 年用球状模型的
拟合效果最佳，而 ２０１３ 年用高斯模型更为理想．
１９９８、２０１１ 和 ２０１０ 年，研究区风险指数的块金值 ／
基台值［Ｃ０ ／ （Ｃ０ ＋Ｃ）］分别为 ２．３％、１４．３％、１８．４％，
呈持续上升趋势，说明在 １５ ｋｍ以下的小尺度上，生
态风险指数的随机变异性较大．目前，人类活动对生
态环境影响程度加深，因此生态风险指数在小尺度
上的随机变异程度不断加大．
１９９８年，研究区处于低、较低生态风险的面积
分别为 ９００００ 和 １１２４８２．８ ｈｍ２，约占全区总面积的
６．６％和 ８．２％，主要分布于艾比湖湖区和其附近的
耕地等地区．这些地区水体、耕地的景观类型分布
广，林地、草地等景观类型也有部分分布，这些景观
类型的景观脆弱度较低，因此其生态风险程度较低．
处于中等生态风险程度的区域主要分布于部分耕地
以及耕地与其他景观交界处附近，面积为 ２６６４８１􀆰 ４
ｈｍ２ ．较高风险区主要分布于山地的海拔较低处，这
里的景观类型较单一，以未利用地为主，也有部分林
地和草地分布，面积为 ３６６８３７．９ ｈｍ２ ．高风险区主要
分布于山地以及沙地等未利用地，这些地区由于地
表 ３　 研究区各景观类型的景观格局指数
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｉｎｄｅｘ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｔｙｐｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ
景观类型
Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｔｙｐｅ
年份
Ｙｅａｒ
面积
Ａｒｅａ
（ｈｍ２）
斑块数目
Ｐａｔｃｈ
ｎｕｍｂｅｒ
破碎度指数
Ｆｒａｇｍｅｎｔａｔｉｏｎ
ｉｎｄｅｘ
分离度指数
Ａｂｒｕｐｔｉｏｎ
ｉｎｄｅｘ
分维数
Ｆｒａｃｔａｌ
ｄｉｍｅｎｓｉｏｎ
干扰度指数
Ｏｂｓｔｒｕｃｔｉｏｎ
ｉｎｄｅｘ
脆弱度指数
Ｆｒａｇｉｌｉｔｙ
ｉｎｄｅｘ
损失度指数
Ｄａｍｎｉｆｙ
ｉｎｄｅｘ
耕地 １９９８ ９６８９９ ７８２ ０．００８１ ０．１６８８ １．６４２２ ０．３８３１ ０．１４２９ ０．０５４７
Ｃｒｏｐｌａｎｄ ２０１１ ２０５８４３ ６８６ ０．００３３ ０．０７４４ １．５７７４ ０．３３９５ ０．１４２９ ０．０４８５
２０１３ ２４６０３８ ５４４ ０．００２２ ０．０５５５ １．５５０１ ０．３２７８ ０．１４２９ ０．０４６８
林地 １９９８ １７３４８ ８５７ ０．０４９４ ０．９８７２ １．７１８０ ０．６６４５ ０．０４７６ ０．０３１６
Ｗｏｏｄｌａｎｄ ２０１１ ８６０３ ５９１ ０．０６８７ １．６５３０ １．７３０５ ０．８７６４ ０．０４７６ ０．０４１７
２０１３ １６３４ １０５ ０．０６４３ ３．６６９６ １．６８９３ １．４７０９ ０．０４７６ ０．０７００
草地 １９９８ ９９４２６ ２３０３ ０．０２３２ ０．２８２４ １．７１８０ ０．４３９９ ０．０９５２ ０．０４１９
Ｇｒａｓｓｌａｎｄ ２０１１ ６７４５３ ２２６７ ０．０３３６ ０．４１２９ １．７３０５ ０．４８６８ ０．０９５２ ０．０４６４
２０１３ ３７７５６ ９２８ ０．０２４６ ０．４７２０ １．６８９３ ０．４９１７ ０．０９５２ ０．０４６８
水体 １９９８ ５２６４２ ５２ ０．００１０ ０．０８０１ １．１７４０ ０．２５９３ ０．１９０５ ０．０４９４
Ｗａｔｅｒ ２０１１ ４７０８８ ６２ ０．００１３ ０．０９７８ １．２０１６ ０．２７０３ ０．１９０５ ０．０５１５
２０１３ ４４８８９ １４０ ０．００３１ ０．１５４２ １．３１５３ ０．３１０９ ０．１９０５ ０．０５９２
裸露的河床及盐渍地 １９９８ ８０５５３ ８０１ ０．００９９ ０．２０５５ １．５９００ ０．３８４６ ０．２３８１ ０．０９１６
Ｂａｒｅｄ ｌａｋｅｂｅｄ ａｎｄ ２０１１ ８９６５７ ５９１ ０．００６６ ０．１５８６ １．５０５９ ０．３５２１ ０．２３８１ ０．０８３８
ｓａｌｉｎｉｚｅｄ ｌａｎｄ ２０１３ ８４１４７ １１６ ０．００１４ ０．０７４９ １．４０４６ ０．３０４１ ０．２３８１ ０．０７２４
未利用地及其他 １９９８ １０２１９７２ ６２６ ０．０００６ ０．０１４３ １．４８７４ ０．３０２１ ０．２８５７ ０．０８６３
Ｕｎｕｔｉｌｉｚｅｄ ａｎｄ ｏｔｈｅｒｓ ２０１１ ９５０２０７ ７４６ ０．０００８ ０．０１６８ １．４７４８ ０．３００４ ０．２８５７ ０．０８５８
２０１３ ９５４３６７ ８２４ ０．０００９ ０．０１７６ １．４３８３ ０．２９３４ ０．２８５７ ０．０８３８
表 ４　 变异函数理论模型的参数
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ ｔｈｅｏｒｅｔｉｃａｌ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｖａｒｉｏｇｒａｍ
年份
Ｙｅａｒ
模型
Ｍｏｄｅｌ
块金值
Ｎｕｇｇｅｔ
基台值
Ｓｔｉｌｌ
块金值 ／基台值
Ｎｕｇｇｅｔ ／ ｓｔｉｌｌ （％）
变程
Ｒａｎｇｅ （ｍ）
Ｒ２ 残差
ＲＳＳ （×１０－１０）
１９９８ 球状模型 Ｓｐｈｅｒｉｃａｌ ｍｏｄｅｌ ０．０００００２ ０．００００８８ ２．３ ４２９００ ０．８９ １．１８３
２０１１ 球状模型 Ｓｐｈｅｒｉｃａｌ ｍｏｄｅｌ ０．００００１２ ０．００００８４ １４．３ ４９０００ ０．９２ ０．７１７
２０１３ 高斯模型 Ｇａｕｓｓｉａｎ ｍｏｄｅｌ ０．００００２１ ０．０００１１４ １８．４ ３６７１９ ０．８９ １．９２５
７３２１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张　 月等： 干旱区内陆艾比湖区域景观生态风险评价及时空分异　 　 　 　 　 　
形、气候以及土壤等自然原因，景观类型较单一，人
类暂时未进行过多的活动，景观脆弱度很大，因此这
些区域的风险度较大，其面积为 ５２２６２４．１ ｈｍ２，约占
总面积的 ３８．２％．
与 １９９８年相比，２０１１ 年研究区低生态风险区
域的面积增加了 １７０１１２．８４ ｈｍ２，约为 １９９８ 年低风
险区面积的 １．８９倍．风险等级的空间分布发生了变
化，主要是低风险等级所在区域向四周延伸，面积增
大，使其他风险等级区域的空间分布发生相应变化．
这主要是因为大量土地被开垦，导致耕地面积迅速
增加，２０１１ 年耕地面积增加为 ２０５８４３ ｈｍ２ ．耕地的
分离度和破碎度均减小，因而景观类型的风险程度
降低．２０１１年，低生态风险区域的面积约占研究区总
面积的 １９％．
１９９８—２０１１年，研究区较低生态风险区域面积
有所减小，占全区总面积的比例由 ８． ２％减小到
４􀆰 ３％．此种变化以艾比湖附近的西南地区表现最为
明显，主要原因是当地居民在平缓山麓地带进行开
荒，破坏了原来的植被类型（如草地、林地等）．处于
较高风险程度的区域面积明显增加，其占全区总面
积的比例达到 ５６．０％，主要是 １９９８ 年的高风险区域
转换为 ２０１１年的较高风险区，大部分是艾比湖区域
的山地等未利用地转换为其他景观类型，导致风险
程度降低．高风险区的面积比例从 ３８． ２％降低为
３􀆰 ７％．然而，中风险区的面积有所减少，由 １９．５％减
小为 １４􀆰 ６％，低、较高以及高生态风险区的面积变
化明显，而中等生态风险程度区域的面积变化不大
（图 ３）．
２０１３年，研究区风险等级空间分布特征变化主
要是低、较低风险等级区域的面积扩大，分别增加为
图 ３　 １９９８、２０１１和 ２０１３年研究区各级生态风险面积比例
Ｆｉｇ．３　 Ａｒｅａ ｐｅｒｃｅｎｔａｇｅ ｏｆ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｇｒａｄｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ
ａｒｅａ ｉｎ １９９８， ２０１１ ａｎｄ ２０１３．
Ａ： 低风险区 Ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｌｏｗ ｒｉｓｋ； Ｂ： 较低风险区 Ｌｏｗ ｒｉｓｋ； Ｃ： 中风险
区 Ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ； Ｄ： 较高风险区 Ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ； Ｅ： 高风险区 Ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ
ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．
３０５０８５．９７、１０３２６８．１５ ｈｍ２，占总面积的比例分别为
２２．３％、７．６％；研究区西部出现了较大面积的高风险
区域，而研究区东北方向由较高风险区转换为了中
风险区，研究区东南方向出现了部分较低和中风险
区域．从图 ４可以看出，２０１１年研究区西部有部分草
地，而 ２０１３年该区域的草地面积急剧减少．此景观
类型面积的变化导致该区域出现了高生态风险等
级．在研究区的东南方向，增加了林地和草地景观类
型，而原先的脆弱度较高的盐渍地面积减少，导致生
态风险程度降低．
研究期间，艾比湖区域的生态风险程度总体降
低（图 ４）．然而，作为低风险区的艾比湖水体面积却
逐渐减小，主要原因在于人类大量开垦荒地，耕地面
积急速增加，需要大量的水进行灌溉，以至于湖水萎
图 ４　 １９９８、２０１１和 ２０１３年研究区土地利用类型（Ａ）及生态风险克里格插值（Ｂ）空间分布
Ｆｉｇ．４　 Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｐａｔｔｅｒｎｓ （Ａ） ａｎｄ Ｋｒｉｇｉｎｇ ｉｎｔｅｒｐｏｌａｔｉｏｎ ｆｏｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ （Ｂ） ｏｆ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ ｉｎ １９９８， ２０１１
ａｎｄ ２０１３．
Ⅰ： 林地 Ｗｏｏｄｌａｎｄ； Ⅱ： 草地 Ｇｒａｓｓｌａｎｄ； Ⅲ： 水体 Ｗａｔｅｒ； Ⅳ： 未利用地 Ｕｎｕｔｉｌｉｚｅｄ ｌａｎｄ； Ⅴ： 裸露的河床和盐渍地 Ｂａｒｅｄ ｌａｋｅｂｅｄ ａｎｄ ｓａｌｉｎｉｚｅｄ
ｌａｎｄ； Ⅵ： 耕地 Ｃｒｏｐｌａｎｄ． Ｆ： 艾比湖 Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ．
８３２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
表 ５　 １９９８—２０１３年研究区各生态风险等级的转换
Ｔａｂｌｅ ５　 Ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｇｒａｄｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｓｔｕｄｙ ａｒｅａ ｆｒｏｍ １９９８ ｔｏ ２０１３
转换类型
Ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ
ｔｙｐｅ
１９９８—２０１１
转换面积
Ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ａｒｅａ
（ｈｍ２）
年均转换速率
Ａｖｅｒａｇｅ ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ （ｈｍ２·ａ－１）
２０１１—２０１３
转换面积
Ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ａｒｅａ
（ｈｍ２）
年均转换速率
Ａｖｅｒａｇｅ ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ （ｈｍ２·ａ－１）
１９９８—２０１３
转换面积
Ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ ａｒｅａ
（ｈｍ２）
年均转换速率
Ａｖｅｒａｇｅ ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ
ｒａｔｅ （ｈｍ２·ａ－１）
１２ ２２．５０ １．７３ ２２．５０ １１．２５ ２２．５０ １．５０
２１ １１２．４８ ８．６５ ４４．９９ ２２．５０ １１２．４６ ７．５０
２３ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００
３２ ３５．７８ ２．７５ ４４．９９ ２２．４９ ８０．７７ ５．３９
３４ ４９．１７ ３．７８ ０．００ ０．００ ６１．８３ ４．１２
３５ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００
４３ ７３．０７ ５．６２ １２４．０８ ６２．０４ １１８．０６ ７．８７
４５ ０．００ ０．００ ２２．５０ １１．２５ ０．００ ０．００
５３ ０．００ ０．００ ０．００ ０．００ ３６．５３ ２．４４
５４ ４０４．６５ ３１．１３ ３２．０３ １６．０１ ３５５．２１ ２３．６８
１２： 低生态风险®较低生态风险 Ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｌｏｗ ｒｉｓｋ ®ｌｏｗ ｒｉｓｋ； ２１： 较低生态风险®低生态风险 Ｌｏｗ ｒｉｓｋ ®ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｌｏｗ ｒｉｓｋ； ２３： 较低生态风险
®中生态风险 Ｌｏｗ ｒｉｓｋ ®ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ； ３２： 中生态风险®较低生态风险 Ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ ®ｌｏｗ ｒｉｓｋ； ３４： 中生态风险®较高生态风险 Ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ
®ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ； ３５： 中生态风险®高生态风险Ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ ®ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ； ４３：较高生态风险®中生态风险 Ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ®ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ； ４５：较
高生态风险®高生态风险 Ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ®ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ； ５３： 高生态风险®中生态风险 Ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ®ｍｏｄｅｒａｔｅ ｒｉｓｋ； ５４： 高生态风险®
较高生态风险 Ｅｘｔｒｅｍｅｌｙ ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ ®ｈｉｇｈ ｒｉｓｋ．
缩．然而，在其附近的地区，生态脆弱性程度较低的
耕地景观面积增加，风险指数减小，风险程度降低．
２０世纪以来，我国的经济飞速发展，我们更应该重
视人与自然之间的关系，合理利用资源，因地制宜发
展工农业生产，更好地落实可持续发展．
　 　 从表 ５ 可知，１９９８—２０１３ 年，研究区生态风
险等级整体呈明显降低趋势．生态风险等级上升
的面积为 ８． ４３ × １０４ ｈｍ２，风险等级下降的面积为
７０．３０×１０４ ｈｍ２，约占总面积的 ５１．４％．高生态风险转
为较高风险的速率最高，高达 ２３．６８ ｈｍ２·ａ－１，而由
低生态等级转为较低生态等级的速率较低，约为
１􀆰 ５ ｈｍ２·ａ－１ ．在 １９９８—２０１１、 ２０１１—２０１３ 年，风险
等级程度下降的面积均大于风险等级上升的面积，
且后一时段各景观类型的转换速率均高于前一时
段．其中，风险等级之间转换速率最大的是较高风险
等级转变为中风险等级的转换速率，前一时段的转
换速率是后一时段的 １１倍，主要与人类的经济活动
有关，近年来，当地经济迅速发展，当地居民的经济
活动频繁，使得各地类之间的转变越来越复杂，风险
等级转变速率呈加快趋势．这与本研究结果相吻合．
当地居民在山麓地带以及周边可利用的土地进行农
田开垦，种植粮食作物，导致当地原生景观类型及相
应生态风险指数发生改变．
人类的生产、生活离不开生态环境和资源，同时
也会作用于生态环境，这将对景观格局的干扰程度
日益增加，使各种景观类型之间的相互转变越来越
敏感，景观类型的边界趋于复杂化，最终导致生态风
险等级相互转变速率加快．如果人类生产活动与生
态资源环境之间协调发展，则生态系统处于良性循
环．近年来，本研究区的社会经济迅速发展，农业生
产活动日益频繁，致使研究区内耕地扩张迅速，占用
了大量的未利用地、草地和林地．如果人类不合理地
开发，环境将会逆向演变．因此，应该立足于全局，以
艾比湖区域为中心，妥善处理当地人口与水资源、土
地资源、生态环境系统之间的关系，制定科学合理的
规划，以实现生态系统的良性循环和可持续发
展［２７］ ．
２􀆰 ３　 生态风险区的管理对策
景观生态风险指数可以客观地评价生态环境状
况．通过对生态风险指数评价的研究，可以为处于发
展阶段的干旱区土地利用的管理提供辅助决策支
持．尤其需要对高和较高生态风险区高度重视，进一
步探求其原因，合理利用土地资源，尽量保护林地、
草地等景观脆弱度较低的原生景观类型，禁止因为
开垦耕地而破坏林地、草地．增加土地利用率，对高
等和较高生态风险区要加强建设，力求景观结构更
加合理．
自然因素和人类活动的干扰是高和较高生态风
险区的主要风险源，应该全面考虑本研究区的生态
环境，科学、合理地降低研究区的生态风险等级．要
针对本研究区干旱、景观类型单一的特点，科学合理
地计划用水，采取各种措施做好相关工作．由于本区
存在脆弱度较高的景观类型，如裸露的湖床及盐渍
地、未利用地等，因此需要对这几种景观类型采取不
同的措施进行改良和保护：１）在水资源的约束下，
科学合理地控制耕地面积，禁止大规模的、无序的开
９３２１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张　 月等： 干旱区内陆艾比湖区域景观生态风险评价及时空分异　 　 　 　 　 　
垦土地；２）做好水利基础设施建设，提高水资源的
使用率；３）严格执行国家自然保护区的有关规定，
不得在自然保护区的核心区和缓冲区内开展旅游活
动及建设任何生产设施；４）本着宜农则农、宜牧则
牧、宜林则林的原则，全面规划、综合治理，力争与自
然环境协调发展［４０］ ．
３　 结　 　 论
生态风险评价是一个极其复杂的过程，需要对
许多不确定因素进行综合考虑，同时还要有大量的
实际野外调查，这些因素决定了综合评价结果．本文
利用 １９９８、２０１１ 和 ２０１３ 年的 ＴＭ 和 ＯＬＩ 数据结合
文献资料及其野外调查，基于景观格局指数（景观
干扰度指数和景观脆弱度指数）构建生态风险指
数，为干旱区土地利用的管理提供了辅助决策支持．
将艾比湖生态环境问题从景观的角度以定量化的形
式表现出来，对于认识艾比湖区域生态环境的空间
特征、合理地进行土地利用和管理具有重要的指导
意义．本研究在对艾比湖区域进行生态风险评价时
尚有些因素未考虑，评价方法和过程还有待进一步
完善．
本文基于景观格局指数（景观干扰度指数和景
观脆弱度指数）构建生态风险指数，利用 Ｆｒａｇｓｔａｔｓ
３􀆰 ４软件和 ＡｒｃＧＩＳ １０．０ 的地统计模块，对艾比湖区
域进行景观指数的计算，并进行了最优拟合以及空
间插值，较为客观地、定量化地揭示出了研究区生态
系统的生态风险特征．结果表明：１）伴随着研究区内
人类活动的加强，研究期间，艾比湖区域景观格局变
化的主要特征为耕地景观明显增加，其次是裸露的
河床及盐渍地的面积增加较为明显，其他景观类型
面积均减小．该区域的生态多样性呈降低趋势，景观
类型单一，生态系统稳定性越来越低．２）１９９８ 年，生
态风险区以高等级为主，之后在人类活动的干预下，
２０１３年生态风险有明显降低趋势，人类大量开垦导
致艾比湖低风险区面积增大．２０１１、２０１３ 年，则以较
高和低生态风险区为主，主要是由于高风险区转换
为较高生态风险区，同时由于耕地面积的显著增加，
低风险区的面积明显增加．高生态风险区主要分布
于山地以及沙地等未利用地地区，这些地区景观类
型较为单一，限制了人类的生产活动，脆弱度较大的
未利用地广布，因此在这些区域的风险度也较大．３）
１９９８—２０１３年，研究区生态风险大体呈显著降低趋
势，生态风险等级由低级别向高级别转变的速率低
于生态风险等级由高级别向低级别转变的速率．由
于人类的大量开垦，脆弱性程度较低的耕地景观面
积明显增加，风险指数减小，使风险程度降低．艾比
湖区域生态质量存在进一步退化的趋势．在生态系
统极不稳定的干旱区，更要重视人类与生态系统及
自然环境之间的关系，对土地资源进行合理规划和
利用，在发展经济的同时注重保护生态环境，实现社
会和经济的可持续发展．
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ｔｒａｌ Ｓｏｕｔｈ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ ｏｆ Ｆｏｒｅｓｔｒｙ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ （中南林
业科技大学学报）， ２０１３， ３３（３）： ８４－ ８８ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［３］　 Ｗａｎｇ Ｒ⁃Ｆ （王若凡）， Ｎａｎ Ｚ⁃Ｒ （南中仁）． Ａｐｐｌｉｅｄ ｒｅ⁃
ｓｅａｒｃｈ ｏｎ ｔｈｅ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｔｈｅ Ｈｅｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ
ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｔｈｅｏｒｙ ｏｆ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｃｏｌｏｇｙ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｓａｆｅｔｙ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ （安全与环境学报）， ２０１３， １３
（６）： １３３－１３７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４］　 Ｚｈｕ Ｙ⁃Ｊ （朱艳景）， Ｚｈａｎｇ Ｙ （张 　 彦）， Ｇａｏ Ｓ （高
思）， ｅｔ ａｌ． Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｍｅｔｈｏ⁃
ｄｏｌｏｇｙ ａｎｄ ｃｈｏｉｃｅ ｏｆ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｍｏｄｅｌｓ． Ｕｒｂａｎ Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔ ＆ Ｕｒｂａｎ Ｅｃｏｌｏｇｙ （城市环境与城市生态），
２０１５， ２８（１）： １７－２１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［５］　 Ｆｒｅｅｄｍａｎ Ｂ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ： Ａ Ｃａｎａｄｉａｎ Ｐｅｒ⁃
ｓｐｅｃｔｉｖｅ． Ｓｃａｒｂｏｒｏｕｇｈ： Ｐｒｅｎｔｉｃｅ Ｈａｌｌ， １９９８
［６］　 Ｈａｒｗｅｌｌ ＭＡ， Ｇｅｎｔｉｌｅ ＪＨ， Ｂａｒｔｕｓｋａ Ａ， ｅｔ ａｌ． Ａ ｓｃｉｅｎｃｅ⁃
ｂａｓｅｄ ｓｔｒａｔｅｇｙ ｆｏｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｅｓｔｏｒａｔｉｏｎ ｉｎ Ｓｏｕｔｈ Ｆｌｏｒｉｄａ．
Ｕｒｂａｎ Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ， １９９９， ３： ２０１－２２２
［７］　 Ｓｃｈｗｅｉｇｅｒ ＥＷ， Ｌｅｉｂｏｗｉｔｚ ＳＧ， Ｈｙｍａｎ ＪＢ， ｅｔ ａｌ． Ｓｙｎｏｐ⁃
ｔｉｃ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｗｅｔｌａｎｄ ｆｕｎｃｔｉｏｎ： Ａ ｐｌａｎｎｉｎｇ ｔｏｏｌ ｆｏｒ
ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ ｏｆ ｗｅｔｌａｎｄ ｓｐｅｃｉｅｓ ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ． Ｂｉｏｄｉｖｅｒｓｉｔｙ
ａｎｄ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ， ２００２， １１： ３７９－４０６
［８］　 Ｇｏｎｇ Ｊ （巩　 杰）， Ｘｉｅ Ｙ⁃Ｃ （谢余初）， Ｚｈａｏ Ｃ⁃Ｘ （赵
彩霞）， ｅｔ ａｌ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ
ｉｔｓ ｓｐａｔｉｏｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｂａｉｌｏｎｇｊｉａｎｇ ｗａｔｅｒ⁃
ｓｈｅｄ， Ｇａｎｓｕ． Ｃｈｉｎａ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ （中国环境
科学）， ２０１４， ３４（８）： ２１５３－２１６０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［９］　 Ｇｏｎｇ Ｗ⁃Ｆ （龚文峰）， Ｙｕａｎ Ｌ （袁 　 力）， Ｄａｎｇ Ｙ⁃Ｆ
（党永峰）． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｉｎ
ｕｒｂａｎｉｚａｔｉｏｎ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｂａｓｅｄ ｏｎ ＲＳ ａｎｄ ＧＩＳ： Ａ ｃａｓｅ
ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｓｏｎｇｈｕａ Ｒｉｖｅｒ Ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｉｎ Ｈａｒｂｉｎ Ｓｅｃｔｉｏｎ．
０４２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｂｕｌｌｅｔｉｎ （中国农学通报），
２０１２， ２８（２０）： ２５５－２６１ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１０］　 Ｇａｏ Ｂ （高 　 宾）， Ｌｉ Ｘ⁃Ｙ （李小玉）， Ｌｉ Ｚ⁃Ｇ （李志
刚）， ｅｔ ａｌ． Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｏｆ ｃｏａｓｔａｌ ｅｃｏ⁃
ｎｏｍｉｃ ｄｅｖｅｌｏｐｉｎｇ ｚｏｎｅ ｉｎ Ｊｉｎｚｈｏｕ Ｂａｙ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｌａｎｄ⁃
ｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报 ），
２０１１， ３１（１２）： ３４４１－３４５０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１１］　 Ｘｕ Ｙ （许　 妍）， Ｇａｏ Ｊ⁃Ｆ （高俊峰）， Ｇｕｏ Ｊ⁃Ｋ （郭建
科）， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ Ｔａｉｈｕ Ｌａｋｅ
ｗａｔｅｒｓｈｅｄ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２０１３，
３３（９）： ２８９６－２９０６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１２］　 Ｓｈｉ Ｐ⁃Ｊ （史培军）， Ｊｉａｎｇ Ｙ （江　 源）， Ｗａｎｇ Ｊ⁃Ａ （王
静爱）， ｅｔ ａｌ． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ｌａｎｄ Ｕｓｅ ／ Ｃｏｖｅｒ Ｃｈａｎｇｅ ａｎｄ
Ｒｅｓｐｏｎｓｅｓ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｓｅｃｕｒｉｔｙ Ｓｙｓｔｅｍ． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｓｃｉ⁃
ｅｎｃｅ Ｐｒｅｓｓ， ２００４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１３］　 Ｈａｕｐｔｍａｎｎｓ Ｕ． Ａ ｒｉｓｋ⁃ｂａｓｅｄ ａｐｐｒｏａｃｈ ｔｏ ｌａｎｄ⁃ｕｓｅ ｐｌａｎ⁃
ｎｉｎｇ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈａｚａｒｄｏｕｓ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ， ２００５， １２５： １－９
［１４］　 Ｍｃｌｎｔｙｒｅａ Ｓ， Ｌａｖｏｒｅｌ Ｓ． Ａ ｃｏｎｃｅｐｔｕａｌ ｍｏｄｅｌ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ ａｎｄ ｆｕｎｃｔｉｏｎ ｏｆ ｈｅｒｂａｃｅｏｕｓ ｖｅｇｅ⁃
ｔａｔｉｏｎ． Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ， Ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ， ２００７，
１１９： １１－２１
［１５］　 Ｚｈｏｕ Ｌ⁃Ｊ （周利军）， Ｚｈａｎｇ Ｘ⁃Ｐ （张雪萍）， Ｃｈｅｎ Ｓ
（陈　 设）． Ｌａｎｄ ｕｓｅ ｃｈａｎｇｅ ａｎｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓ⁃
ｍｅｎｔ ｏｆ Ｚｈａｌｏｎｇ Ｎａｔｕｒｅ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ Ａｒｅａ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｎａ⁃
ｔｕｒｅ Ｄｉｓａｓｔｅｒｓ （自然灾害学报）， ２００９， １８（２）： １８６－
１９０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１６］　 Ｓｏｎｇ Ｋ （宋 　 珂）， Ｓｏｎｇ Ｘ （宋 　 喧）， Ｈａｎ Ｔ （韩
涛）． Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｉｎ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ ｒｅｇｉｏｎｓ
ｂａｓｅｄ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ： Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｋｕｎｓｈａｎ
Ｃｉｔｙ． Ａｃｔａ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｅ Ｊｉａｎｇｘｉ （江西农业学报 ），
２０１５， ２７（１）： １０４－１０９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１７］　 Ｌａｎｄｉｓ ＷＧ． Ｔｗｅｎｔｙ ｙｅａｒｓ ｂｅｆｏｒｅ ａｎｄ ｈｅｎｃｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ
ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｔ ｍｕｌｔｉｐｌｅ ｅｎｄｐｏｉｎｔｓ． Ｈｕｍａｎ ａｎｄ Ｅｃｏ⁃
ｌｏｇｉｃａｌ Ｒｉｓｋ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ， ２００３， ９： １３１７－１３２６
［１８］　 Ｒｏｓａ ＤＬ， Ｍａｒｔｉｎｉｃｏ Ｆ． Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｈａｚａｒｄｓ ａｎｄ ｒｉｓｋｓ
ｆｏｒ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ ｐｌａｎｎｉｎｇ ｉｎ Ｓｉｃｉｌｙ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ， ２０１３， １２７： Ｓ１５５－Ｓ１６７
［１９］　 Ｍａａｎａｎ Ｍ， Ｓａｄｄｉｋ Ｍ， Ｍａａｎａｎ Ｍ， ｅｔ ａｌ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
ａｎｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ｉｎ ｓｅｄｉ⁃
ｍｅｎｔｓ ｏｆ Ｎａｄｏｒ ｌａｇｏｏｎ， Ｍｏｒｏｃｃｏ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ，
２０１５， ４８： ６１６－６２６
［２０］　 Ｌｉｕ ＧＮ， Ｙｕ ＹＪ， Ｈｏｕ Ｊ， ｅｔ ａｌ． Ａｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓ⁃
ｍｅｎｔ ｏｆ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ ｅｃｏｓｙｓ⁃
ｔｅｍ ｎｅａｒ ａ ｌｅａｄ⁃ａｃｉｄ ｂａｔｔｅｒｙ ｆａｃｔｏｒｙ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｉｎｄｉｃａ⁃
ｔｏｒｓ， ２０１４， ４７： ２１０－２１８
［２１］　 Ｗａｎｇ ＹＱ， Ｙａｎｇ ＬＹ， Ｋｏｎｇ ＬＨ， ｅｔ ａｌ． Ｓｐａｔｉａｌ ｄｉｓｔｒｉｂｕ⁃
ｔｉｏｎ， ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ ｓｏｕｒｃｅ ｉｄｅｎｔｉfiｃａｔｉｏｎ
ｆｏｒ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ｉｎ ｓｕｒｆａｃｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｆｒｏｍ Ｄｏｎｇｐｉｎｇ
Ｌａｋｅ， Ｓｈａｎｄｏｎｇ， Ｅａｓｔ Ｃｈｉｎａ． Ｃａｔｅｎａ， ２０１５， １２５：
２００－２０５
［２２］　 Ｆｏｃｋｓ Ａ， Ｈｏｒｓｔ ＭＴ， Ｅｒｉｋ Ｂ， ｅｔ ａｌ． Ｉｎｔｅｇｒａｔｉｎｇ ｃｈｅｍｉｃａｌ
ｆａｔｅ ａｎｄ ｐｏｐｕｌａｔｉｏｎ⁃ｌｅｖｅｌ ｅｆｆｅｃｔ ｍｏｄｅｌ ｆｏｒ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ ａｔ
ｌａｎｄｓｃａｐｅ ａｔ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｃａｌｅ： Ｎｅｗ ｏｐｔｉｏｎｓ ｆｏｒ ｒｉｓｋ ａｓ⁃
ｓｅｓｓｍｅｎｔ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｍｏｄｅｌｌｉｎｇ， ２０１４， ２８０： １０２－１１６
［２３］　 Ｆｅｌｔｏｎ Ａ， Ｂｏｂｅｒｇ Ｊ， Ｂｊöｒｋｍａｎ Ｃ， ｅｔ ａｌ． Ｉｄｅｎｔｉｆｙｉｎｇ ａｎｄ
ｍａｎａｇｉｎｇ ｔｈｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ｏｆ ｕｓｉｎｇ ｉｎｔｒｏｄｕｃｅｄ ｔｒｅｅ
ｓｐｅｃｉｅｓ ｉｎ Ｓｗｅｄｅｎ’ ｓ ｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｆｏｒｅｓｔｒｙ． Ｆｏｒｅｓｔ Ｅｃｏｌｏｇｙ
ａｎｄ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ， ２０１３， ３０７： １６５－１７７
［２４］　 Ｘｉｅ Ｈ⁃Ｌ （谢花林）． Ｓｐａｔｉａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ
ｌａｎｄ ｕｓｅ ｅｃｏ⁃ｒｉｓｋ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｓｔｒｕｃｔｕｒｅ： Ａ ｃａｓｅ
ｓｔｕｄｙ ｉｎ ｔｈｅ Ｘｉｎｇｇｕｏ Ｃｏｕｎｔｙ， Ｊｉａｎｇｘｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ， Ｃｈｉｎａ
Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （中国环境科学）， ２０１１， ３１（４）：
６８８－６９５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２５］　 Ｃｕｉ Ｙ （崔　 阳）， Ｇｕｏ Ｌ⁃Ｌ （郭利利）， Ｚｈａｎｇ Ｇ⁃Ｘ （张
桂香）． Ｈｕｍａｎ ｈｅａｌｔｈ ｒｉｓｋｓ ｏｆ ＰＡＨｓ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ａｎｄ ａｇｒｉ⁃
ｃｕｌｔｕｒａｌ ｐｒｏｄｕｃｔｓ ｉｎ ｃｏｋｉｎｇ ａｒｅａｓ， Ｓｈａｎｘｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ， Ｃｈｉ⁃
ｎａ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农业环境科
学学报）， ２０１５， ３４（１）： ７２－７９ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２６］　 Ｇｏｎｇ Ｊ （巩 　 杰）， Ｚｈａｏ Ｃ⁃Ｘ （赵彩霞）， Ｗａｎｇ Ｈ⁃Ｌ
（王合领）， ｅｔ ａｌ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ Ｌｏｎｇｎａｎ
Ｍｏｕｎｔａｉｎｏｕｓ Ａｒｅａ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｇｅｏｌｏｇｉｃａｌ ｄｉｓａｓｔｅｒｓ： Ａ ｃａｓｅ
ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｗｕｄｕ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｍｏｕｎｔａｉｎ Ｓｃｉｅｎｃｅ （山地学
报）， ２０１２， ３０（５）： ５７０－５７７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２７］　 Ｐｅｎｇ Ｊ （彭　 建）， Ｃｈｅｎ Ｊ⁃Ｘ （陈静娴）， Ｌｉｕ Ｙ⁃Ｘ （刘
焱序）． Ｔｅｍｐｏｒａｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓ⁃
ｓｅｓｓｍｅｎｔ ｉｎｄｉｃａｔｏｒｓ ｉｎ ｃｏａｌ⁃ｍｉｍｉｎｇ ｃｉｔｙ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ａｐｐｌｉｃａ⁃
ｔｉｏｎ ｏｆ ＬＶＱ ｍｅｔｈｏｄ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ
（应用生态学报）， ２０１５， ２６（３）： ８６７－８７４ （ ｉｎ Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ）
［２８］　 Ｐｅｎｇ Ｊ （彭　 建）， Ｌｉｕ Ｙ⁃Ｘ （刘焱序）， Ｐａｎ Ｙ⁃Ｊ （潘
雅婧）． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｔｈｅ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｂｅｔｗｅｅｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ
ｄｕｅ ｔｏ ｎａｔｕｒａｌ ｄｉｓａｓｔｅｒ ａｎｄ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ⁃ｐｒｏｃｅｓｓ：
Ｒｅｖｉｅｗ ａｎｄ ｐｒｏｓｐｅｃｔ． Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ Ｅａｒｔｈ Ｓｃｉｅｎｃｅ （地球
科学进展）， ２０１４， ２９（１０）： １１８６－１１９６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２９］　 Ｚｈａｏ Ｃ⁃Ｘ （赵彩霞）． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｒｉｓｋ Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｉｎ ｔｈｅ
Ｂａｉｌｏｎｇｊｉａｎｇ Ｗａｔｅｒｓｈｅｄ ｉｎ Ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｇａｎｓｕ． ＰｈＤ Ｔｈｅｓｉｓ．
Ｌａｎｚｈｏｕ： Ｌａｎｚｈｏｕ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， ２０１３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３０］　 Ｃｈｅｎ Ｐ （陈　 鹏）， Ｐａｎ Ｘ⁃Ｌ （潘晓玲）． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ
ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｒｅｇｉｏｎａｌ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｉｎ ｉｎｌａｎｄ ｒｉｖｅｒ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ
ｏｆ ａｒｉｄ ａｒｅａ： Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｓａｎｇｏｎｇ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ ｉｎ Ｆｕ⁃
ｋａｎｇ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ （生态学杂志 ），
２００３， ２２（４）： １１６－１２０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３１］　 Ｗｕ Ｗ⁃Ｊ （吴文婕）， Ｓｈｉ Ｐ⁃Ｊ （石培基）， Ｗｅｉ Ｗ （魏
伟）， ｅｔ ａｌ． Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｎ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｗａｔｅｒ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ
ｏｆ ｏａｓｉｓ ｃｉｔｙ ｉｎ Ｓｈｉｙａｎｇ Ｒｉｖｅｒ ｂａｓｉｎ： Ａ ｃａｓｅ ｏｆ Ｗｕｗｅｉ
Ｃｉｔｙ． Ａｒｉｄ Ｌａｎｄ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ （干旱区地理）， ２０１２， ３５
（５）： ８３８－８４６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３２］　 Ｒｅｎ Ｊ⁃Ｌ （任建丽）， Ｊｉｎ Ｈ⁃Ｌ （金海龙）， Ｙｅ Ｍ （叶
茂）， ｅｔ ａｌ． Ａｎａｌｙｓｉｓ ａｎｄ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ
Ａｉｂｉｈｕ Ｌａｋｅ Ｗｅｔｌａｎｄ Ｎａｔｕｒａｌ Ｒｅｓｅｒｖｅ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｒｉｄ
１４２１期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 张　 月等： 干旱区内陆艾比湖区域景观生态风险评价及时空分异　 　 　 　 　 　
Ｌａｎｄ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ （干旱区资源与环
境）， ２０１１， ２５（５）： １５４－１５７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３３］　 Ｘｉｅ Ｘ （谢　 霞）， Ｗａｎｇ Ｈ⁃Ｗ （王宏卫）， Ｔａｓｈｐｏｌａｔ Ｔ
（塔西甫拉提·特依拜）． Ｅｃｏ⁃ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｖｕｌｎｅｒａ⁃
ｂｉｌｉｔｙ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ａｎｄ ｃｏｕｎｔｅｒｍｅａｓｕｒｅｓ ｉｎ Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ ｒｅ⁃
ｇｉｏｎ． Ｘｉｎｊｉａｎｇ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ （新疆农业科学），
２０１２， ４９（３）： ５３１－５３６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３４］　 Ｚｈａｎｇ Ｆ （张　 飞）， Ｔａｓｈｐｏｌａｔ Ｔ （塔西甫拉提·特依
拜）， Ｄｉｎｇ Ｊ⁃Ｌ （丁建丽）， ｅｔ ａｌ． Ｅｘｔｒａｃｔｉｎｇ ｏｆ ｓｏｉｌ
ｓａｌｉｎｉｚａｔｉｏｎ ｂｙ ＳＶＭ ａｎｄ ａｃｃｕｒａｃｙ ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｂａｓｅｄ ｏｎ
ｔｅｘｔｕｒｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ． Ａｒｉｄ Ｌａｎｄ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ （干旱区地
理）， ２００９， ３２（１）： ５７－６６ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３５］　 Ａｓｉｙｅｍｕ Ｔ （阿斯耶木·图尔迪）， Ａｌｉｍｕｊｉａｎｇ Ｋ （阿
里木江·卡斯木）． Ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｕｒｂａｎ ｅｘｐａｎｓｉｏｎ ｉｎ Ｋｕｉ⁃
ｔｕｎ Ｃｉｔｙ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｍｕｌｔｉ⁃ｓｏｕｒｃｅ ｒｅｍｏｔｅ ｓｅｎｓｉｎｇ ｄａｔａ． Ｒｅ⁃
ｓｅａｒｃｈ ｏｆ Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ （水土保持研
究）， ２０１３， ２０（２）： ２３３－２３７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３６］　 Ｇｏｎｇ Ｊ （巩　 杰）， Ｚｈａｏ Ｃ⁃Ｘ （赵彩霞）， Ｘｉｅ Ｙ⁃Ｃ （谢
余初）， ｅｔ ａｌ． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ ｉｔｓ ｍａ⁃
ｎａｇｅｍｅｎｔ ｏｆ Ｂａｉｌｏｎｇｊｉａｎｇ ｗａｔｅｒｓｈｅｄ， ｓｏｕｔｈｅｒｎ Ｇａｎｓｕ
ｂａｓｅｄ ｏｎ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｐａｔｔｅｒｎ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ Ａｐｐｌｉｅｄ
Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学报）， ２０１４， ２５（７）： ２０４１－２０４８
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３７］　 Ｘｉａｏ Ｌ （肖 　 玲）， Ｔｉａｎ Ｇ⁃Ｊ （田光进）． Ｅｃｏ⁃ｒｉｓｋ ａｓ⁃
ｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｌａｎｄ ｕｓｅ ｉｎ Ｔｉａｎｊｉｎ Ｃｉｔｙ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ
Ｅｃｏｌｏｇｙ （生态学杂志）， ２０１４， ３３（２）： ４６９－４７６ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３８］　 Ｌｕ Ｙ （卢 　 远）， Ｓｕ Ｗ⁃Ｊ （苏文静）， Ｈｕａ Ｃ （华
璀）， ｅｔ ａｌ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｆｏｒ ｕｐ⁃
ｐｅｒ Ｚｕｏｊｉａｎｇ Ｒｉｖｅｒ Ｂａｓｉｎ． Ｔｒｏｐｉｃａｌ Ｇｅｏｇｒａｐｈｙ （热带地
理）， ２０１０， ３０（５）： ４９６－５０２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［３９］　 Ｇｏｎｇ Ｌ （贡　 璐）， Ｊｕ Ｑ （鞠 　 强）， Ｐａｎ Ｘ⁃Ｌ （潘晓
玲）． Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｂｏ⁃
ｓｔｅｎ Ｌａｋｅ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｒｉｄ Ｌａｎｄ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔ （干旱区资源与环境）， ２００７， ２１（１）： ２７－ ３１
（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４０］　 Ｌｉ Ｘ⁃Ｈ （李谢辉）． Ｓｔｕｄｙ ｏｎ Ｒｅｇｉｏｎａｌ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ Ｒｉｓｋ
Ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ ｉｎ Ｃａｔｃｈｍｅｎｔ Ａｒｅａ ａｌｏｎｇ
Ｗｅｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ． ＰｈＤ Ｔｈｅｓｉｓ． Ｌａｎｚｈｏｕ： Ｌａｎｚｈｏｕ Ｕｎｉｖｅｒｓｉ⁃
ｔｙ， ２００８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
作者简介　 张　 月，女，１９９０年生，硕士研究生． 主要从事干
旱区生态环境遥感应用研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｚｈａｎｇｙｕｅＸＩＮＪＩＡＮＧ＠
１６３．ｃｏｍ
责任编辑　 杨　 弘
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． 应用生态学报， ２０１６， ２７（１）： ２３３－２４２
Ｚｈａｎｇ Ｙ， Ｚｈａｎｇ Ｆ， Ｚｈｏｕ Ｍ， ｅｔ ａｌ． Ｌａｎｄｓｃａｐｅ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ ｉｔｓ ｓｐａｔｉｏ⁃ｔｅｍｐｏｒａｌ ｖａｒｉａｔｉｏｎｓ ｉｎ Ｅｂｉｎｕｒ Ｌａｋｅ ｒｅｇｉｏｎ ｏｆ
ｉｎｌａｎｄ ａｒｉｄ ａｒｅａ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， ２０１６， ２７（１）： ２３３－２４２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
２４２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２７卷