孫麗娜，宋 戈

（東北農(nóng)業(yè)大學 資源與環(huán)境學院，哈爾濱150030）

近年來，土地利用／覆被變化在全球環(huán)境變化和可持續(xù)發(fā)展研究中占有重要的地位，絕大部分自然生態(tài)系統(tǒng)的空間已被人類各種土地利用所改變，土地利用／覆被變化在很大程度上記錄了人與自然相互作用的過程[1]。景觀生態(tài)風險分析是在景觀基礎上，描述人類活動或自然災害對區(qū)域內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)結構、功能等產(chǎn)生不利生態(tài)效應的可能性和危害程度的過程[2]。由于自然條件和人類活動干擾程度的差異，不同區(qū)域生態(tài)功能與土地利用變化過程是不一樣的，土地利用變化必然導致景觀生態(tài)風險的變化，進而影響區(qū)域土地生態(tài)結構和功能。因此，探索區(qū)域土地利用變化及其產(chǎn)生的生態(tài)風險效應對于實現(xiàn)區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護和恢復具有重要意義。

目前，國內(nèi)外學者相關的研究主要有：一是對土地利用／覆被變化的研究，代表學者有李秀彬、葛全勝、史培軍、擺萬奇等人，分別對不同區(qū)域的土地利用變化、對區(qū)域的影響及動態(tài)演變模擬進行了研究[3－6]；二是對生態(tài)風險的研究，代表學者有Preston B、陳鵬、高永年、盧宏瑋等，分別對生態(tài)風險評價及生態(tài)功能分區(qū)等方面進行研究[7－12]；三是土地利用變化及其景觀生態(tài)風險研究，張銀輝、王娟、高永年等人的研究區(qū)多集中于流域地區(qū)[13－16]，肖楊、李景剛、謝花林等人的研究則是在分析土地利用變化的基礎上，對景觀生態(tài)風險進行空間分析[16－20]。本文突破研究區(qū)限制，以松嫩高平原黑土區(qū)巴彥縣為研究區(qū)，該區(qū)域耕地面積大、質(zhì)量好，是國家重要的商品糧生產(chǎn)基地，研究該區(qū)域的土地利用變化及其對景觀生態(tài)風險的影響，對于保護耕地生態(tài)環(huán)境，確保糧食安全以及實現(xiàn)土地可持續(xù)利用意義重大。

1 研究區(qū)概況

松嫩高平原黑土區(qū)位于黑龍江省西部松嫩平原腹地，屬于由小興安嶺余脈向松嫩平原過渡地帶，此區(qū)域具有土壤肥沃、腐殖質(zhì)深厚、有機質(zhì)含量高、團粒結構好等特點，成為重要的農(nóng)業(yè)土壤，是寶貴的土地資源，年均糧食商品率高達70%以上。巴彥縣是松嫩高平原黑土區(qū)內(nèi)具有很強代表性的區(qū)域，轄10鎮(zhèn)、8鄉(xiāng)、116個行政村，總人口為70.0萬人，其中農(nóng)業(yè)人口56萬人，總土地面積31.33萬hm2，耕地占土地總面積的72.5%，是國家重點商品糧生產(chǎn)縣。全縣地勢東高西低、北崗南平、中部多丘陵，素有“三山一水六分田”之稱，地理形狀為北寬南窄的楔形。該區(qū)域?qū)儆谥袦貛Т箨懶约撅L氣候，夏季溫暖多雨，冬季寒冷干燥，雨熱同季，并以黑土和草甸土為主，是典型波狀緩坡漫崗平原耕地利用的地貌類型。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)獲取

研究所需的資料為巴彥縣1991年、2006年和2009年三個時期的土地利用數(shù)據(jù)，數(shù)據(jù)來源于對1991年、2006年和2009年3個年份的TM／ETM＋遙感影像的解譯。土地利用分類為耕地、林地、園地、牧草地、水域、建設用地及其它用地7種景觀斑塊類型，土地利用數(shù)據(jù)用COVERAG格式存放。

2.2 評價單元的劃分

根據(jù)研究區(qū)范圍和采樣的工作量，將研究區(qū)劃分為4km×4km的正方形作為評價單元，采樣方式為等間距，共有244個采樣區(qū)，計算每一樣區(qū)的景觀損失指數(shù)，以此作為樣地中心點的生態(tài)風險值。

2.3 研究方法

在GIS技術的支持下，以景觀格局指數(shù)為評價指標分析松嫩高平原黑土區(qū)巴彥縣土地利用變化及其對區(qū)域景觀生態(tài)風險的影響。

2.3.1 土地利用變化分析方法 土地利用變化的實質(zhì)是區(qū)域內(nèi)不同用地之間的相互轉換，本文在Arc－GIS平臺下分別將1991年、2006年和2006年、2009年的土地利用矢量數(shù)據(jù)進行空間疊加分析，得出研究時段內(nèi)各類用地之間的轉換數(shù)量及空間分布。并引用各地類的轉化率[11]（CRijk）來研究各地類之間的相互轉換趨勢和速率，計算公式為：

式中：CRijk——在時間t內(nèi)，地類i轉變?yōu)榈仡恓占地類j變化面積的比例，即地類i對地類j面積變化的貢獻率；Zit－Zjt——在時間t內(nèi)地類i轉變?yōu)榈仡恓的面積；ΔZjt——在t時間段內(nèi)景觀類型j的變化面積（增加或減少）；i，j——初期、末期的地類，分別為耕地、林地、園地、牧草地、水域、建設用地和其它用地。

2.3.2 區(qū)域景觀生態(tài)風險分析方法 為建立景觀結構與區(qū)域生態(tài)風險之間的聯(lián)系，本文引用生態(tài)風險指數(shù)[13]，描述樣地內(nèi)綜合生態(tài)風險的相對大小，通過采樣的方法將景觀空間結構轉化為空間化的生態(tài)風險變量，計算公式為：

式中：ERi——生態(tài)風險指數(shù)；n——景觀分組類型的數(shù)量；Ai——區(qū)域內(nèi)第i類景觀組分的面積；A——景觀的總面積；Ri——第i中景觀組分所反映的景觀損失指數(shù)。

式中：Ri——景觀損失指數(shù)，遭遇干擾時各類型景觀所受到的生態(tài)損失的差別，即其自然屬性損失的程度，是某一景觀類型的景觀干擾指數(shù)Ui和景觀敏感度指數(shù)Si的綜合；Ui——景觀干擾指數(shù)，在自然、人為干擾下，景觀一般由單一、連續(xù)和均質(zhì)的整體向復雜的、不連續(xù)和異質(zhì)的斑塊鑲嵌體變化[13，21]；Si——景觀敏感度指數(shù)，不同生態(tài)系統(tǒng)的易損性，與其在景觀自然演替過程中所處的階段有關，一般情況下，處于初級演替階段、食物鏈結構簡單、生物多樣性指數(shù)小的生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱，本文借鑒他人研究成果[8，14，21]，并結合研究區(qū)實際將該區(qū)7類景觀類型敏感度指數(shù)排序由高到低依次為：1建設用地、2林地、3耕地、4牧草地、5園地、6水域、7其它用地，進行歸一化處理后得到各自的脆弱度指數(shù)；Ci——景觀破碎度；Fi——景觀分離度；Di——景觀優(yōu)勢度；Ni——景觀的斑塊數(shù)；Ai——斑塊面積；A——景觀總面積；m——景觀中斑塊類型的總數(shù)；Pi——各類景觀的面積比；a，b，c——別為破碎度、分離度和優(yōu)勢度的權重，借鑒前人的相關研究成果并結合研究區(qū)的實際情況，a，b，c的權重值為0.5，0.3，0.2，其中其它用地的權重為0.3，0.2，0.5；i——耕地、林地、園地、牧草地、水域、建設用地、其它用地7種景觀類型。

2.4 空間分析方法

地統(tǒng)計學是一系列檢測、模擬和估計變量在空間上的相關關系和格局的統(tǒng)計方法。區(qū)域生態(tài)風險指數(shù)本身是一種空間變量，空間變化特征具有結構性和隨機性，本文采用地統(tǒng)計學中的變異函數(shù)方法，借助半方差函數(shù)進行區(qū)域生態(tài)風險程度的空間分析，計算公式如下：

式中：r（h）——樣本距為h的半方差；h——樣本間隔距離；n（h）——抽樣間距為h時的樣點對總數(shù)；Z——某一系統(tǒng)屬性的隨機變量；x——空間位置；Z（xi），Z（xi＋h）——變量在xi和xi＋h點的取值。以半方差r（h）為縱坐標，樣本間距h為橫坐標作圖即半方差圖。運用ArcGIS的空間分析和地統(tǒng)計功能，通過求和、采樣、普通Kriging空間插值，以及對所得的實際半方差圖用球狀模型擬合，從而得到生態(tài)風險指數(shù)空間分布圖。

3 結果與分析

3.1 研究區(qū)土地利用變化

3.1.1 研究區(qū)土地利用結構及特點 通過對巴彥縣1991年、2006年及2009年土地利用數(shù)據(jù)的統(tǒng)計及分析，由表1可以看出，研究區(qū)在這18a間，耕地、牧草地、水域和建設用地面積都有所增長，其中耕地面積增加比較明顯，占土地比重由1991年的70.53%增加到2009年的74.83%，其次是水域、牧草地和建設用地；其它地類面積均不同程度地減少，其中林地面積減少后又出現(xiàn)增加，但總數(shù)2009年的較1991年的仍是減少，其它用地面積減少明顯，占土地比重由1991年的5.58%減少到2009年的0.08%。上述變化表明，巴彥縣作為農(nóng)業(yè)大縣，對耕地的保護力度較大，且其耕地數(shù)量的增加主要來源于林地和其它用地的轉化。

表1 不同年份巴彥縣各類用地比重 %

3.1.2 研究區(qū)各地類時空轉化 運用ArcGIS的空間疊加分析功能，將1991年、2006年和2009年土地利用圖相互疊加，得出各地類面積之間的相互轉化數(shù)量關系，并運用轉化率定量研究各地類之間的轉化速度與方向，揭示各地類相互轉化規(guī)律及程度。

1991—2006年，耕地、水域和建設用地面積增加，林地、園地、牧草地和其它用地的面積減少（表2）。由公式（1）可以算出各地類之間的轉化率，其中，林地、建設用地向耕地的轉入率較高，分別為3.42%，2.51%，耕地、牧草地和其它用地向水域的轉入率較高，分別為9.13%，10.02%，11.58%，耕地向建設用地的轉入率較高，為11.30%；林地向耕地的轉出率為3.40%，園地向耕地、林地的轉出率分別為35.64%和6.70%，牧草地向耕地和水域的轉出率分別為7.34%和2.35%，其它用地向耕地、林地、水域和建設用地的轉化率分別為11.87%，3.00%，2.93%，1.36%。

2006—2009年，耕地、林地、牧草地、水域面積增加，園地、建設用地和其它用地面積減少（表3）。同樣可以算出各地類之間的轉化率，其中，林地、牧草地和其它用地向耕地的轉入率分別為1.28%，1.49%，3.01%，耕地和其它用地向林地的轉入率分別為11.19%，2.72%，耕地和其它用地向牧草地的轉入率分別為48.58%，25.07%，耕地、其他用地向水域的轉入率分別為33.50%，17.64%，耕地向建設用地的轉入率為13.71%；園地向耕地、林地的轉出率分別為74.37%，14.04%，其它用地向耕地、林地和建設用地的轉出率分別為46.50%，8.56%，6.77%。

表2 1991－2006年研究區(qū)土地利用轉移矩陣 hm2

表3 2006－2009年研究區(qū)土地利用轉移矩陣 hm2

通過對研究區(qū)18a年間的土地利用類型轉化情況進行分析可以得知：（1）地類之間的轉化比較復雜，既有其它地類向某一地類的轉入，又有各地類向其它地類的轉出；（2）在各地類相互轉化關系中，其它地類向耕地的轉化率較高，表明研究區(qū)對耕地保護的力度加大，并取得一定成效；（3）林地、其它用地面積的減少對耕地增加的貢獻率較大，說明研究區(qū)產(chǎn)業(yè)結構調(diào)整向著發(fā)展糧食種植的方向進行，這與巴彥縣作為我國產(chǎn)糧大縣的職能定位相符合；（4）建設用地面積先增加后減少，18a間共增加了70.31hm2，且主要來源于耕地、林地和其它用地的轉化，建設用地面積的增加是人類社會發(fā)展的必然結果。

3.2 研究區(qū)景觀生態(tài)風險評價

3.2.1 研究區(qū)景觀生態(tài)風險的時序變化 根據(jù)公式（2）—（7），對研究區(qū)1991年、2006年及2009年244個評價單元的生態(tài)風險指數(shù)進行計算，從結果（表4）可以看出各評價單元的生態(tài)風險指數(shù)變化趨勢為先減后增、持續(xù)減少、持續(xù)增加和先增后減，這四種趨勢所占的面積比例分別為20.08%，10.24%，37.30%，32.38%。18a間研究區(qū)有68.03%的評價單元的生態(tài)風險指數(shù)增大，生態(tài)安全降低。

為了便于比較研究區(qū)生態(tài)風險的大小，運用SPSS軟件繪制生態(tài)風險指數(shù)分布圖，根據(jù)曲線斜率的突變點（拐點）確定等級數(shù)目和臨界點。巴彥縣的生態(tài)風險指數(shù)劃分為五個級別，即高生態(tài)風險區(qū)（Ⅰ：ER≥0.2730）、中生態(tài)風險區(qū)（Ⅱ：0.2417≤ER＜0.2730）、低生態(tài)風險區(qū)（Ⅲ：0.2000≤ER＜0.2417）、弱生態(tài)風險區(qū)（Ⅳ：0.1273≤ER＜0.2000）和無生態(tài)風險區(qū)（Ⅴ：ER＜0.1273）。本文生態(tài)風險級別的劃分是針對該研究區(qū)的相對標準，便于比較研究區(qū)內(nèi)的風險大小情況，并非絕對標準，不能與其它研究區(qū)相比較。

表4 1991年、2006年及2009年研究區(qū)生態(tài)風險評價結果

對研究區(qū)244個評價單元的生態(tài)風險指數(shù)各級所占面積進行統(tǒng)計（圖1），可以看出，1991—2009年間，各級生態(tài)風險變化趨勢不一，無生態(tài)風險區(qū)和弱生態(tài)風險區(qū)面積逐年減少，平均年下降率分別為2.99%和0.76%，低生態(tài)風險區(qū)面積增加，平均年增長率為0.34%，中生態(tài)風險區(qū)面積先減少后增加，平均年增長率為1.07%，高生態(tài)風險區(qū)面積增加后又出現(xiàn)略微減少，平均年增長率為2.34%。

圖1 不同年份各級生態(tài)風險面積所占比例

3.2.2 研究區(qū)景觀生態(tài)風險的空間分異 本文運用地統(tǒng)計學方法對研究區(qū)生態(tài)風險空間分異進行研究。首先對研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)進行常規(guī)性統(tǒng)計分析，得知生態(tài)風險指數(shù)的整體特征，然后對數(shù)據(jù)分布類型進行正態(tài)分布檢驗，得知數(shù)據(jù)的集中性和變異性情況，再運用地統(tǒng)計軟件GS＋3.0對數(shù)據(jù)進行半方差分析，反映不同距離觀測值之間的變化趨勢，同時根據(jù)數(shù)據(jù)的不同類型的半方差模型進行擬合，根據(jù)擬合度和殘差的大小來判斷選取最佳理論模型，分析發(fā)現(xiàn)研究區(qū)的理論模型符合指數(shù)模型，其基臺值為0.585，基臺值明顯說明生態(tài)風險指數(shù)具有明顯的空間依賴性和空間結構，變程為1.089km，塊金值與基臺值的比值為0.502，表明變量的空間相關性中等，即生態(tài)風險的空間變異除了受內(nèi)在結構性因子影響之外，還受外在因素的影響，如人為干擾、社會經(jīng)濟因素等。通過分析發(fā)現(xiàn)研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)在一定的空間范圍內(nèi)具有空間相關性，其理論函數(shù)擬合的決定系數(shù)經(jīng)統(tǒng)計檢驗達到顯著水平，半方差函數(shù)模型的選取符合要求。

應用ArcGIS 9.2的地統(tǒng)計分析集模塊（Geostatistical Analyst）中的Kriging（克里格插值）方法對1991年、2006年和2009年采樣數(shù)據(jù)進行空間最優(yōu)內(nèi)插，并用研究區(qū)區(qū)域邊界進行分割，得到三個時期巴彥縣生態(tài)風險指數(shù)的空間分布情況，結果如圖2所示。1991—2009年巴彥縣生態(tài)風險逐年增加，通過分析發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)生態(tài)風險逐年加大，生態(tài)風險分布主要受地形和地類的影響較大。巴彥縣東部地勢較高，主要為林地，其生態(tài)風險較??；中部生態(tài)風險較高區(qū)域主要與建設用地分布有關；周邊水域附近生態(tài)風險相對較小。具體分布情況如下：1991年生態(tài)風險整體較低，相對較高的區(qū)域主要分布在龍廟鎮(zhèn)、巴彥鎮(zhèn)、興隆鎮(zhèn)、德祥鄉(xiāng)、天增鎮(zhèn)和山后鄉(xiāng)，且均處于中生態(tài)風險區(qū)，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)均屬于低生態(tài)風險區(qū)、弱生態(tài)風險區(qū)，其中黑山鎮(zhèn)部分區(qū)域?qū)儆跓o生態(tài)風險區(qū)；2006年出現(xiàn)高生態(tài)風險區(qū)，主要分布在德祥鄉(xiāng)、天增鎮(zhèn)和龍廟鎮(zhèn)，黑山鎮(zhèn)、富江鄉(xiāng)、松花江鄉(xiāng)、紅光鄉(xiāng)及西集鎮(zhèn)的部分區(qū)域，屬于弱生態(tài)風險區(qū)，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)的大部分區(qū)域均屬于中生態(tài)風險區(qū)和低生態(tài)風險區(qū)；2009年高生態(tài)風險區(qū)面積繼續(xù)增加，主要分布在德祥鄉(xiāng)、天增鎮(zhèn)、龍廟鎮(zhèn)和巴彥鎮(zhèn)，黑山鎮(zhèn)、富江鄉(xiāng)及松花江鄉(xiāng)的部分區(qū)域?qū)儆谌跎鷳B(tài)風險區(qū)，且生態(tài)風險區(qū)在各鄉(xiāng)鎮(zhèn)所占的面積較少，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)的大部分區(qū)域均屬于中生態(tài)風險區(qū)和低生態(tài)風險區(qū)。

圖2 不同年份生態(tài)風險克呂格插值空間分布

4 結論與討論

（1）18a間，巴彥縣土地利用變化表現(xiàn)為耕地、牧草地、水域和建設用地面積有所增長，其它地類面積均不同程度減少。上述變化表明，巴彥縣作為農(nóng)業(yè)大縣，對耕地的保護力度較大，且其耕地數(shù)量的增加主要來源于林地和其它用地。

（2）通過土地利用類型相互轉化分析可以看出，18a間，巴彥縣各地類之間的轉化比較復雜，既有某一地類向其它地類的轉入，又有各地類向其它地類的轉出。其中，其它地類向耕地的轉化率較高，林地、其它用地面積的減少對耕地增加的貢獻率較大，建設用地面積先增加后減少，且主要來源于耕地、林地和其它用地的轉化。導致以上結果的原因主要是研究區(qū)對耕地保護的力度加大，產(chǎn)業(yè)結構調(diào)整向著發(fā)展糧食種植的方向進行，建設用地面積的增加是人類社會發(fā)展的必然結果。

（3）1991年、2006年及2009年，研究區(qū)生態(tài)風險指數(shù)計算結果表明：各評價單元的生態(tài)風險指數(shù)變化表現(xiàn)為先減后增、持續(xù)減少、持續(xù)增加和先增后減，有68.03%的評價單元的生態(tài)風險指數(shù)增大，說明全縣整體生態(tài)安全降低。通過生態(tài)風險分區(qū)可以看出，18 a間，無生態(tài)風險區(qū)和弱生態(tài)風險區(qū)面積逐年減少，低生態(tài)風險區(qū)面積增加，中生態(tài)風險區(qū)面積先減少后增加，高生態(tài)風險區(qū)面積增加后又出現(xiàn)略微減少。

（4）1991年、2006年及2009年巴彥縣生態(tài)風險指數(shù)克呂格插值結果表明，研究區(qū)生態(tài)風險逐年加大，生態(tài)風險分布主要受地形和地類的影響較大。巴彥縣東部生態(tài)風險較小，中部生態(tài)風險較高，周邊水域附近生態(tài)風險相對較小。1991年，生態(tài)風險整體較低，相對較高的區(qū)域主要分布在龍廟鎮(zhèn)、巴彥鎮(zhèn)等6個鄉(xiāng)鎮(zhèn)，且均處于中生態(tài)風險區(qū)，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)均屬于低生態(tài)風險區(qū)、弱生態(tài)風險區(qū)，其中黑山鎮(zhèn)部分區(qū)域?qū)儆跓o生態(tài)風險區(qū)；2006年，出現(xiàn)高生態(tài)風險區(qū)，主要分布在德祥鄉(xiāng)、天增鎮(zhèn)等8個鄉(xiāng)鎮(zhèn)的部分區(qū)域，屬于弱生態(tài)風險區(qū)，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)的大部分區(qū)域均屬于中生態(tài)風險區(qū)和低生態(tài)風險區(qū)；2009年，高生態(tài)風險區(qū)面積繼續(xù)增加，主要分布在德祥鄉(xiāng)、天增鎮(zhèn)等4個鄉(xiāng)鎮(zhèn)，黑山鎮(zhèn)、富江鄉(xiāng)及松花江鄉(xiāng)的部分區(qū)域?qū)儆谌跎鷳B(tài)風險區(qū)，且生態(tài)風險區(qū)在各鄉(xiāng)鎮(zhèn)所占的面積較少，其它鄉(xiāng)鎮(zhèn)的大部分區(qū)域均屬于中生態(tài)風險區(qū)和低生態(tài)風險區(qū)。

本文以景觀格局指數(shù)作為巴彥縣相對生態(tài)風險的評價指標，沒有考慮社會、經(jīng)濟及環(huán)境等其它因素對生態(tài)風險的影響，但由于土地利用景觀格局的改變必定會引起區(qū)域生態(tài)功能的變化，故通過研究不同土地利用景觀類型之間的轉移變化特征來識別區(qū)域生態(tài)環(huán)境的變化趨勢及其內(nèi)在因素是可行的。此外，本文的生態(tài)風險分級是為了便于比較研究區(qū)內(nèi)生態(tài)風險大小的不同，是相對標準，與其它區(qū)域相比較不具有可比性。本文的研究結果可以為區(qū)域生態(tài)環(huán)境管理提供數(shù)量化的決策依據(jù)和理論支持，根據(jù)景觀生態(tài)風險的高低程度，進行相應的生態(tài)建設和環(huán)境保護，從而提高研究區(qū)的土地生產(chǎn)功能和環(huán)境功能；同時，對于土地生態(tài)風險區(qū)域的生態(tài)建設也不能忽視，確保低生態(tài)風險區(qū)不向高生態(tài)風險區(qū)演化是實現(xiàn)區(qū)域生態(tài)環(huán)境良好的基本保障，最終實現(xiàn)巴彥縣生態(tài)環(huán)境和社會經(jīng)濟建設的協(xié)調(diào)和可持續(xù)發(fā)展。

[1]吳次芳，宋戈.土地利用學[M].北京：科學出版社，2009：420－431.

[2]Barrell S M，Gardner R H，O′Neill R V.Ecological Risk Estimation[M].Boca Raton：Lew Publishers，1992.

[3]李秀彬.全球環(huán)境變化的核心領域：土地利用／覆被變化的國際研究動向[J].地理學報，1996，51（6）：553－557.

[4]葛全勝.20世紀中國土地利用變化研究[J].地理學報，2000，55（6）：698－706.

[5]史培軍，袁藝，陳晉.深圳市土地利用變化對流域徑流的影響[J].生態(tài)學報，2001，21（7）：1041－1050.

[6]擺萬奇，張永民，閻建忠，等.大渡河上游地區(qū)土地利用動態(tài)模擬分析[J].地理研究，2005，24（2）：206－212.

[7]Preston B，Shackelford J.Multiple stressor effects on benthic biodiversity of Chesapeake Bay：implication for ecological risk assessment[J].Ecotoxicology，2002，11（2）：85－99.

[8]陳鵬，潘曉玲.干旱區(qū)內(nèi)陸河流域區(qū)域景觀生態(tài)風險分析[J].生態(tài)學雜志，2003，22（4）：116－120.

[9]高永年，高俊峰.太湖流域水生態(tài)功能分區(qū)[J].地理研究，2010，29（1）：111－117.

[10]盧宏瑋，曾光明，謝更新，等.洞庭湖流域區(qū)域生態(tài)風險評價[J].生態(tài)學報，2003，23（12）：2520－2530.

[11]Wu L Y，HuangY X.Landscape ecological risk assessment of Dongshan Island[J].Journal of Oceanography in TaiwanStrait，2005，24（1）：35－42.

[12]Kapustka L A，Galbraith H，Luxon M，et al.Using landscape ecology to focus ecological risk assessment and guide risk management decision－making[J].Toxi－cology and Industrial Health，2001，17（5／10）：236－246.

[13]張銀輝，羅毅，劉紀遠，等.內(nèi)蒙古河套灌區(qū)土地利用變化及其景觀生態(tài)效應[J].資源科學，2005，27（2）：141－145.

[14]王娟，崔保山，劉杰，等.云南瀾滄江流域土地利用及其變化對景觀生態(tài)風險的影響[J].環(huán)境科學學報，2008，28（2）：269－277.

[15]高永年，高俊峰，許妍.太湖流域水生態(tài)功能區(qū)土地利用變化的景觀生態(tài)風險效應[J].自然資源學報，2010，25（7）：1088－1096.

[16]Abell R，Thieme M L，Revenga C，et al.Freshwater eco－regions of the world：A new map of bio－geographic units for fresh－water biodiversity conservation[J].Bio－Science，2008，58（5）：403－414.

[17]于興修，楊桂山，李恒鵬.典型流域土地利用／覆被變化及其景觀生態(tài)效應：以浙江省苕溪流域為例[J].自然資源學報，2003，18（1）：13－19.

[18]肖楊，毛顯強.區(qū)域景觀生態(tài)風險空間分析[J].中國環(huán)境科學，2006，26（5）：623－626.

[19]李景剛，何春陽，李曉兵.快速城市化地區(qū)自然／半自然景觀空間生態(tài)風險評價研究：以北京為例[J].自然資源學報，2008，23（1）：33－47.

[20]謝花林.基于景觀結構和空間統(tǒng)計學的區(qū)域生態(tài)風險分析[J].生態(tài)學報，2008，28（10）：5020－5026.

[21]李曉燕，張樹文.基于景觀結構的吉林西部生態(tài)安全動態(tài)分析[J].干旱區(qū)研究，2005，22（1）：57－62.