寧夏黃河流域景觀破碎化時空變化特征

李　帥，馬文超，顧艷文，魏　虹,*，彭　月，李昌曉

1 三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室, 西南大學生命科學學院，重慶 400715 2 中國林業(yè)科學研究院沙漠林業(yè)實驗中心，磴口 015200 3 重慶市林業(yè)科學研究院，重慶 400036

?

寧夏黃河流域景觀破碎化時空變化特征

李帥1,2，馬文超1，顧艷文1，魏虹1,*，彭月3，李昌曉1

1 三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室, 西南大學生命科學學院，重慶 400715 2 中國林業(yè)科學研究院沙漠林業(yè)實驗中心，磴口 015200 3 重慶市林業(yè)科學研究院，重慶 400036

摘要:基于RS和GIS技術(shù)，以土地利用數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，采用有效粒度尺寸對寧夏黃河流域1985年和2010年的景觀破碎化進行時空變化分析。結(jié)果顯示：流域整體的有效粒度尺寸(meff)從1985年的6326.62 km2下降到2010年的2974.32 km2，破碎化程度呈顯著加劇變化；從流域內(nèi)部來看，景觀破碎化程度最大的是黃左區(qū)間，破碎化程度最小的是苦水河和紅柳溝；除引黃區(qū)間外，其余分區(qū)景觀破碎化程度在25年間均有所加劇。特征尺度分析結(jié)果顯示研究區(qū)景觀破碎化空間變異分析的合適尺度為4500 m；景觀破碎化指數(shù)的空間變異結(jié)果表明破碎化程度較大的區(qū)域面積明顯多于破碎化程度弱的區(qū)域，景觀破碎化空間異質(zhì)性在25年間表現(xiàn)出明顯的上升趨勢。在海拔背景條件下，2400 m以下區(qū)域的景觀破碎化程度較高，2400m以上區(qū)域破碎化程度較低，且隨海拔的升高有降低的趨勢；流域景觀破碎化受人為干擾影響強烈，在人為干擾較強的1000—1500 m區(qū)段的景觀破碎化程度最大；景觀破碎化在時間上的變化受人為干擾影響產(chǎn)生的變化最為顯著，由自然條件改變產(chǎn)生的影響有限。研究結(jié)果可為西北地區(qū)景觀格局及景觀破碎化的研究提供參考，并為區(qū)域景觀格局優(yōu)化和土地的有效管理提供依據(jù)。

關(guān)鍵詞：有效粒度尺寸meff；景觀破碎化；寧夏黃河流域；空間異質(zhì)性

近年來，以流域為單元的生態(tài)學研究已經(jīng)成為人與自然相互關(guān)系研究領(lǐng)域的熱點。結(jié)構(gòu)與功能完善的流域生態(tài)系統(tǒng)能有效釋放生產(chǎn)潛力并放大系統(tǒng)的生態(tài)經(jīng)濟效益，對改善地方生態(tài)環(huán)境、促進當?shù)亟?jīng)濟建設(shè)至關(guān)重要。但在自然和社會因素的雙重影響下，流域多呈現(xiàn)出不同程度的景觀破碎化現(xiàn)象[1- 2]，進而導致其生態(tài)功能減弱并逐步退化。景觀破碎化是描述景觀格局的重要參數(shù)，直接影響著景觀的結(jié)構(gòu)、功能及其內(nèi)部的生態(tài)功能的變化[3- 4]，對其進行研究對深入理解景觀格局的形成與變化機制具有重要意義。

大尺度上景觀破碎化的研究主要是基于土地利用展開，而土地利用類型的組合可以呈出現(xiàn)不同的景觀空間格局，因此，在進行景觀破碎化研究時更需強調(diào)空間格局與生態(tài)過程的關(guān)系[5]。當前國內(nèi)外對景觀破碎化的研究大多還是使用多個景觀指數(shù)來綜合描述景觀破碎化的過程[6- 8]，而對定量測度景觀破碎化的程度及對景觀破碎化的空間變異特征的研究相對較少[9- 11]，定量測度和空間變異結(jié)合的研究也鮮有報道。

寧夏黃河流域位于我國西北內(nèi)陸，屬典型的脆弱內(nèi)陸流域生態(tài)系統(tǒng)。由于流域氣候整體呈現(xiàn)暖干化變化，使地表水資源減少，而人口和經(jīng)濟增長導致了土地利用的快速轉(zhuǎn)變和地下水資源持續(xù)減少，流域原有景觀格局發(fā)生改變，呈現(xiàn)出不同程度的景觀破碎化，使原本脆弱的生態(tài)環(huán)境進一步惡化。本文選取有效粒度尺寸meff)[12]來定量分析寧夏黃河流域的景觀破碎化水平，并以地統(tǒng)計學的方法確定流域景觀破碎化的特征尺度，對流域景觀破碎化空間異質(zhì)性進行分析，以此揭示流域生態(tài)狀況及空間變異特征，為流域土地利用管理、景觀穩(wěn)定及可持續(xù)發(fā)展提供科學依據(jù)。

1研究區(qū)域概況

黃河自寧夏北部穿境而過，境內(nèi)全長397 km，有清水河、苦水河等支流注入，形成了以黃河主干及其支流組成的北部寧夏黃河流域。流域范圍介于35°50′—39°23′N，104°17′—107°12′E之間，面積約為4.16萬km2，占寧夏總面積的81%。流域內(nèi)地形復雜多樣，南部為黃土丘陵區(qū)、中部為山間平原、北部為寧夏平原，三者形成了流域內(nèi)面積最大的三級地勢階梯，其余地區(qū)山地、丘陵、平原和沙漠等交錯分布。氣候?qū)儆诘湫偷拇箨懶詺夂颍昶骄鶜鉁?1.5—14℃，日照時數(shù)2200—3000h，無霜期 110—140d，全年平均降水量為200—800mm。根據(jù)河流及用水調(diào)度的差異，將寧夏黃河流域分為引黃灌區(qū)、黃右區(qū)間、黃左區(qū)間、清水河、苦水河、紅柳溝和鹽池內(nèi)流區(qū)7個分區(qū)(圖1)。

圖1　寧夏黃河流域位置及分區(qū)示意圖Fig.1　Sub-basins and location of the Ningxia Yellow River Valley

2研究方法

2.1數(shù)據(jù)來源及處理

圖2　1985年和2010年寧夏黃河流域景觀類型分布圖Fig.2　Landscape types of the study area in 1985 and 2010

本文獲取了1985年和2010年兩期Landsat- 5 TM影像數(shù)據(jù)(30m×30m，來源于“國際科學數(shù)據(jù)服務(wù)平臺”)、 DEM(90m×90m，來源于“國際科學數(shù)據(jù)服務(wù)平臺”)等數(shù)據(jù)。使用ERDAS IMAGINE 9.2對TM影像進行輻射校正、幾何糾正和配準，采用監(jiān)督分類提取耕地、林地、草地、水域、建設(shè)用地和未利用地6類主要景觀類型。參考與研究區(qū)自然條件相似的已知區(qū)域建立對應(yīng)判讀標志，并結(jié)合人-機交互式對錯分的地區(qū)進行修改，分類結(jié)果借助Google Earth 軟件[13]、相關(guān)航拍數(shù)據(jù)等進行驗證[14- 15]，結(jié)果表明1985年和2010年兩期影像分類的Kappa系數(shù)分別達到為0.80和0.78，解譯精度滿足研究要求(圖2)。

2.2景觀破碎化指數(shù)選取

選取有效粒度尺寸(meff)來定量分析流域景觀破碎化水平，利用軟件Fragstats 4.1及Excel進行景觀破碎化指數(shù)的計算和統(tǒng)計分析。有效粒度尺寸融合了生態(tài)過程、景觀組分與空間格局，從而可以更為綜合、客觀地表征景觀的破碎化狀況。有效粒度尺寸越小，破碎化程度就越高[4]。計算公式如下[12]：

(1)

式中，meff(j)表示為景觀j的有效粒度尺寸，n為景觀j中非破碎斑塊的數(shù)量，Aij表示景觀j中斑塊i的面積大小，Aj為景觀j的面積大小。該指數(shù)的取值范圍是：最小值為柵格大小，此時相鄰斑塊之間的類型均不相同；最大值為景觀面積，此時該景觀具有唯一的類型。

2.3景觀破碎化空間異質(zhì)性分析

空間異質(zhì)性是產(chǎn)生空間景觀格局的主要原因[16- 17]，空間異質(zhì)性分析必須考慮景觀格局的尺度效應(yīng)[18]。本研究在連續(xù)空間尺度上對景觀破碎化進行空間計算，借助半變異函數(shù)，以地統(tǒng)計學方法[19- 20]揭示變量的空間異質(zhì)性，以此來確定合適的分析尺度(特征尺度)。

(1)半變異函數(shù)半變異函數(shù)是地理現(xiàn)象分布中的空間依賴性與空間異質(zhì)性的一個綜合性衡量指標，主要參數(shù)包括：塊金值C0、基臺值C0+C及變程A0。其中塊金值與基臺值之比C0/(C0+C) 則反映了隨機部分引起的空間異質(zhì)性占總空間異質(zhì)性的比重。其定義為：

(2)

式中，h為兩樣本點的空間分隔距離，Z(xi)與Z(xi+h)分別是區(qū)域化變量Z(x)在空間位置xi和xi+h上的觀測值(i= 1,2, …,N(h))，N(h)是分隔距離為h時的樣本對總數(shù)。

(2)特征尺度確定利用Fragstats 4.1的“滑窗”功能，獲取不同尺度下景觀破碎化的空間變異特征，再運用GME(Geospatial Modelling Environment)生成20000個隨機點，并在Arcgis10.2中對樣點進行賦值，最后利用GS+7.0軟件對連續(xù)尺度序列上景觀破碎化指數(shù)的空間變異特征值進行計算，進而確定流域景觀空間異質(zhì)性的特征尺度。

3結(jié)果與分析

3.1流域景觀破碎化的數(shù)量變化

寧夏黃河流域7個分區(qū)的面積和尺度不同，各分區(qū)的meff直接作為破碎化程度的比較依據(jù)將帶來較大誤差。因此，本文以流域分區(qū)的meff與其分區(qū)面積的比值來表征該流域分區(qū)的破碎化程度(百分比)，比值越大破碎化程度越低，比值越小破碎化程度越高。計算結(jié)果如表1所示。

表1　1985—2010年寧夏黃河流域分區(qū)有效粒度尺寸(meff)變化

流域整體景觀的meff在1985年為6326.62 km2，2010年大幅減小為2974.32 km2，減小比例高達52.99%，說明25年間景觀整體的破碎化程度大幅加劇。人口和經(jīng)濟快速發(fā)展，具有較大斑塊面積的草地和未利用地發(fā)生轉(zhuǎn)變，斑塊面積進一步減小，破碎化程度加劇，景觀異質(zhì)性加大。

從流域分區(qū)來看，各流域分區(qū)的破碎化程度不一，破碎化最劇烈的是黃左區(qū)間，其meff僅占該區(qū)面積的6.96%，其后依次是黃右區(qū)間、引黃灌區(qū)、鹽池內(nèi)流區(qū)、清水河、苦水河和紅柳溝。在20世紀80年代，流域人口少、經(jīng)濟發(fā)展水平低，人為因素對流域景觀破碎化影響較大的區(qū)域主要在人口聚集區(qū)，即引黃灌區(qū)；此外，自然地理條件在一定程度上決定景觀破碎化水平，在例如黃左區(qū)間和黃右區(qū)間等地形地貌復雜程度較大的區(qū)域，人為干擾較小，但自然景觀復雜程度較大，也具有較高的景觀破碎化水平；而苦水河和紅柳溝地形地貌較為簡單，景觀類型單一，人為干擾也較小，破碎化程度最小。

由于各流域分區(qū)自然地理環(huán)境的不同，人口與經(jīng)濟的發(fā)展也表現(xiàn)出差異，對流域分區(qū)的景觀破碎化的影響也不相同。從1985—2010年的meff變化可知，清水河、苦水河、鹽池內(nèi)流區(qū)、黃右區(qū)間、紅柳溝和黃左區(qū)間的破碎化程度均有所加劇，其中清水河和鹽池內(nèi)流區(qū)的變化最為劇烈，meff減小幅度高達52.27%和56.48%；7個分區(qū)中僅有引黃灌區(qū)的meff有所增大，景觀破碎化程度有所減弱。清水河流域大部分屬于黃土高原，地形地貌復雜、建設(shè)用地和耕地的增加、草地的減少等引起景觀復雜程度加大，破碎化程度加劇；鹽池內(nèi)流區(qū)的降水在研究時段有所增加[21]，植被水分條件得到改善，并且“三北”防護林工程和防沙治沙工程等引起草地、林地面積增加，未利用地大幅減少，再加之耕地和建設(shè)用地的增長，景觀破碎化程度增加；在人口最為密集的引黃灌區(qū)，對耕地和建設(shè)用地的需求加大，并連接成片，而草地和未利用地等面積大幅減少，使得景觀類型單一化，導致破碎化程度有所降低。

3.2流域景觀破碎化的空間變異特征

3.2.1特征尺度

圖3　不同研究幅度下寧夏黃河流域景觀破碎化空間變異特征及其變化趨勢Fig.3　The trend of characteristic values of spatial heterogeneity with different extents in the Ningxia Yellow River Valley

以流域1985年有效粒度尺寸(meff)的空間尺度變異分析結(jié)果作為景觀破碎化分析尺度確定的依據(jù)，結(jié)果如圖3所示。由圖可知空間變異特征值(塊金值C0與基臺值(C0+C) 的比值)隨幅度的增加而增大，在4500m左右時開始相對平穩(wěn)，表明在該尺度能夠反映景觀破碎化空間變異特征，因此在Fragstats軟件中設(shè)置4500m作為空間分析的“滑窗”大小。

3.2.2景觀破碎化指數(shù)的空間變異特征

流域meff大小的空間分布在4500m的空間尺度下如圖4所示，高值代表景觀破碎化程度低，景觀類型單一，且分布較連續(xù)，低值代表景觀破碎化程度高，景觀類型間的組合復雜。1985年和2010年流域有效粒度尺寸的高值區(qū)和低值區(qū)空間分布狀況大體相同，高值區(qū)和低值區(qū)交錯分布，且低值區(qū)范圍明顯多于高值區(qū)。破碎化程度較大的區(qū)域主要位于流域南部、中東部、黃河沿岸及賀蘭山山麓地帶，在流域分區(qū)上與清水河流域、鹽池內(nèi)流區(qū)、引黃灌區(qū)、黃左區(qū)間、黃右區(qū)間等相對應(yīng)，景觀破碎化的空間異質(zhì)性與流域分區(qū)景觀破碎化的程度保持一致。

就1985年和2010年流域meff的空間變化而言，meff減小的區(qū)域的范圍明顯大于meff增大的區(qū)域，即景觀破碎化程度加大的區(qū)域多于下降的區(qū)域，景觀破碎化空間異質(zhì)性表現(xiàn)出明顯的上升趨勢，其中以流域南部和中東部的變化最為明顯，結(jié)果與對應(yīng)的清水河流域和鹽池內(nèi)流區(qū)景觀破碎化的數(shù)量變化也保持一致。

圖4　寧夏黃河流域景觀破碎化的空間格局Fig.4　The spatial pattern of effective mesh size in the Ningxia Yellow River Valley

3.3不同背景下的景觀破碎化異質(zhì)性

景觀破碎化在不同自然條件和人為干擾背景下的空間異質(zhì)性不同。本文以海拔和降水作為自然背景條件，來探究景觀破碎化在不同自然條件下的空間異質(zhì)性(圖5)；由于受限于研究區(qū)人口和經(jīng)濟數(shù)據(jù)，本文僅以距城市和居民住宅地等人為活動最強區(qū)域的距離大小來表征流域內(nèi)人為干擾的強弱[22- 23]，分析景觀破碎化在不同人為干擾強度(圖5)下的空間異質(zhì)性，即距建設(shè)用地距離越小的區(qū)段人為干擾越強。不同區(qū)段的景觀破碎化程度以該區(qū)段所包含上文獲取到隨機點來計算平均有效粒度尺寸(avg-meff)表示，值越小，破碎化程度越高。

圖5　海拔、多年平均降水量和人為干擾強度的區(qū)段劃分Fig.5　Zones of elevation, mean annual precipitation and human influence

3.3.1海拔變化下的景觀破碎化異質(zhì)性

不同海拔區(qū)段的avg-meff空間分異結(jié)果顯示，1985年和2010年研究區(qū)內(nèi)景觀破碎化異質(zhì)性特征基本一致。2400 m以下區(qū)段的景觀破碎化程度均較高，且變化較為平穩(wěn)；在2400 m以上區(qū)段的破碎化程度隨海拔升高而明顯降低(圖6)。表明2400m以下區(qū)段景觀破碎化受海拔影響較小，以上區(qū)段景觀受海拔因子的影響強烈。

就1985和2010年流域景觀破碎化的變化來看，除1064—1200 m區(qū)段外，其他海拔區(qū)段的景觀破碎化均有不同程度的加劇，在1200—2400 m區(qū)段破碎化程度加劇幅度隨海拔的上升而增大，在2400 m以上區(qū)段景觀破碎化加劇的幅度隨海拔的上升而降低。在海拔背景條件一致情況下，流域2010年景觀破碎化程度較1985年發(fā)生加劇變化，表明變化主要是由于其他自然條件變化和人為因素干擾引起的。

圖6　景觀破碎化隨海拔和降水的空間變異特征Fig.6　Effective mesh size of different zones in the Ningxia Yellow River Valley

3.3.2降水變化下的景觀破碎化異質(zhì)性

通過對流域不同降水量區(qū)域的有效粒度尺寸進行計算可知(圖6)，降水對流域景觀破碎化變化有明顯作用。在空間變化上，景觀破碎化程度在1985年和2010年均表現(xiàn)出隨降水的增加而加劇的變化，在多年平均降水量最大的400—425mm區(qū)段，破碎化程度達到最大。呈現(xiàn)這種變化是由流域降水的不均勻分布、流域自北向南的三級地形地貌分布以及人口經(jīng)濟等人為因素共同作用造成的。

景觀破碎化程度在1985年到2010年流域各區(qū)段的破碎化程度均有不同程度的加劇。寧夏黃河流域近30年降水呈下降變化，氣溫逐漸升高，總體向暖干化發(fā)展變化[24- 25]，并會進一步影響流域的能量平衡，從而加速流域景觀破碎化進程[7]。此外，研究時段內(nèi)流域人口和經(jīng)濟快速發(fā)展，不同降水區(qū)段人為影響均有所加劇，景觀類型發(fā)生變化，也是導致流域破碎化程度加大的原因。

圖7　景觀破碎化隨人為干擾的空間變異特征　Fig.7　Effective mesh size of different zones of human influence in the Ningxia Yellow River Valley

3.3.3人為干擾下的景觀破碎化異質(zhì)性

由不同人為干擾強度區(qū)段的avg-meff可知(圖5，圖7)，1985年和2010年研究區(qū)內(nèi)景觀破碎化程度與人為干擾強度呈現(xiàn)出相同的變化趨勢。在距建設(shè)用地1500 m以內(nèi)的強人為干擾區(qū)段，斑塊類型由較為單一建設(shè)用地逐漸向斑塊類型多樣的城市郊區(qū)變化，因此景觀破碎化程度隨人為干擾強度的減小而增大；在1500—10000 m中強度人為干擾區(qū)段，景觀破碎化隨隨人為干擾強度的降低而逐漸減弱；在10000 m以外區(qū)段，破碎化程度又有明顯的加劇變化。

就1985和2010年流域景觀破碎化的變化來看，人為干擾較強的1500m以內(nèi)和人為影響較弱的10000 m以外區(qū)段的景觀破碎化程度均有所加劇。結(jié)合圖5可知，1500m以內(nèi)區(qū)域的變化主要由受較強人為干擾引起，而10000 m以外區(qū)段可能受生態(tài)修復措施和降水、氣溫等自然條件變化的影響更為顯著。而在1500—10000m之間的中度人為干擾區(qū)段的景觀破碎化程度在1985年到2010年間基本未發(fā)生改變，表明在人為干擾強度相同的情況下，由自然條件改變引起景觀破碎化發(fā)生的變化有限。

4結(jié)論

對寧夏黃河流域景觀破碎化進行研究，選取有效粒度尺寸(meff)作為景觀破碎化程度的度量參數(shù)，對流域在1985—2010年間景觀破碎化程度進行分析，并利用“滑窗法”對流域景觀破碎化的空間變異特征進行分析，得到以下幾點結(jié)論。

在研究時段內(nèi)，寧夏黃河流域內(nèi)黃左區(qū)間的景觀破碎化程度最高，紅柳溝和苦水河的破碎化程度最低，流域整體的景觀破碎化在25年間急劇增加。

研究區(qū)內(nèi)景觀破碎化程度大的區(qū)域面積偏大， 25年間景觀破碎化程度加劇的區(qū)域增長顯著，以流域南部和中東部最為明顯，且與相應(yīng)流域分區(qū)的數(shù)量變化保持一致。

景觀破碎化在2400 m以下區(qū)段受海拔影響較小，以上區(qū)段具有隨海拔升高而下降的效應(yīng)；降水在空間上的不均勻分布及降水量的變化均對流域景觀破碎化的空間異質(zhì)性及變化有重要影響；在建設(shè)用地及近郊人為干擾較強區(qū)段的景觀破碎化程度隨人為干擾強度的增加而增大。

研究區(qū)在25年間景觀破碎化受人為干擾影響產(chǎn)生的變化最為顯著，由自然條件改變產(chǎn)生的影響有限。

在未來的流域整體的管理上，應(yīng)結(jié)合流域的不同流域分區(qū)、自然以及不同人為干擾等因素對流域景觀破碎化的影響來做出合理的利用規(guī)劃，使其生態(tài)負面影響最小化。

參考文獻(References):

[1]Khaznadar M, Vogiatzakis I N, Griffiths G H. Land degradation and vegetation distribution in Chott El Beida wetland, Algeria. Journal of Arid Environments, 2009, 73(3): 369- 377.

[2]姜朋輝, 趙銳鋒, 趙海莉, 盧李朋, 謝作輪. 黑河中游濕地景觀破碎化與氣候變化的關(guān)系. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2013, 24(6): 1661- 1668.

[3]何念鵬, 周道瑋, 吳泠, 張玉芬. 人為干擾強度對村級景觀破碎度的影響. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2001, 12(6): 897- 899.

[4]李正國, 王仰麟, 張小飛, 吳健生. 陜北黃土高原景觀破碎化的時空動態(tài)研究. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2005, 16(11): 2066- 2070.

[5]石玉勝, 肖捷穎, 沈彥俊, 劉敏. 土地利用與景觀格局變化的空間分異特征研究——以天津市薊縣地區(qū)為例. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報, 2010, 18(2): 416- 421.

[6]Reddy C S, Sreelekshmi S, Jha C S, Dadhwal V K. National assessment of forest fragmentation in India: landscape indices as measures of the effects of fragmentation and forest cover change. Ecological Engineering, 2013, 60: 453- 464.

[7]趙銳鋒, 姜朋輝, 趙海莉, 樊潔平. 黑河中游濕地景觀破碎化過程及其驅(qū)動力分析. 生態(tài)學報, 2013, 33(14): 4436- 4449.

[8]高江波, 蔡運龍. 區(qū)域景觀破碎化的多尺度空間變異研究——以貴州省烏江流域為例. 地理科學, 2010, 30(5): 742- 747.

[9]Jaeger J A G, Bertiller R, Schwick C, Müller K, Steinmeier C, Ewald K C, Ghazoul J. Implementing landscape fragmentation as an indicator in the Swiss Monitoring System of Sustainable Development (MONET). Journal of Environmental Management, 2008, 88(4): 737- 751.

[10]李燦, 張鳳榮, 朱泰峰, 曲衍波. 大城市邊緣區(qū)景觀破碎化空間異質(zhì)性——以北京市順義區(qū)為例. 生態(tài)學報, 2013, 33(17): 5363- 5374.

[11]李棟科, 丁圣彥, 梁國付, 趙清賀, 湯茜, 孔令華. 基于移動窗口法的豫西山地丘陵地區(qū)景觀異質(zhì)性分析. 生態(tài)學報, 2014, 34(12): 3414- 3424.

[12]Jaeger J A G. Landscape division, splitting index, and effective mesh size: new measures of landscape fragmentation. Landscape Ecology, 2000, 15(2): 115- 130.

[13] Luedeling E, Buerkert A. Typology of oases in northern Oman based on Landsat and SRTM imagery and geological survey data. Remote Sensing of Environment, 2008, 112(3): 1181- 1195.

[14]Michelson D B, Liljeberg B M, Pilesj? P. Comparison of algorithms for classifying Swedish landcover using Landsat TM and ERS- 1 SAR data. Remote Sensing of Environment, 2000, 71(1): 1- 15.

[15]鄭青華, 羅格平, 朱磊, 周德成. 基于CA_Markov模型的伊犁河三角洲景觀格局預測. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2010, 21(4): 873- 882.

[16]鄔建國. 景觀生態(tài)學——格局、過程、尺度與等級. 北京: 高等教育出版社, 2000.

[17]岳文澤, 徐建華, 徐麗華, 談文琦, 梅安新. 不同尺度下城市景觀綜合指數(shù)的空間變異特征研究. 應(yīng)用生態(tài)學報, 2005, 16(11): 2053- 2059.

[18]Levin S A. The problem of pattern and scale in ecology: the Robert H. Macarthur award lecture. Ecology, 1992, 73(6): 1943-1967.

[19]王政權(quán). 地統(tǒng)計學及在生態(tài)學中的應(yīng)用. 北京: 科學出版社, 1999.

[20]王軍, 傅伯杰, 邱揚, 陳利頂. 黃土丘陵小流域土壤水分的時空變異特征——半變異函數(shù). 地理學報, 2000, 55(4): 428- 438.

[21]璩向?qū)? 王惠榮. 寧夏鹽池縣近50年氣候變化特征分析. 寧夏工程技術(shù), 2006, 5(4): 321- 322.

[22]朱建軍, 崔保山, 姚華榮, 董世魁. 縱向嶺谷區(qū)公路沿線土地利用變化與擴展效應(yīng). 自然資源學報, 2006, 21(4): 507- 515.

[23]秦佩恒, 武劍峰, 劉雅琴, 曾輝. 快速城市化地區(qū)景觀可達性及其對林地的影響——以深圳市寶安區(qū)為例. 生態(tài)學報, 2006, 26(11): 3796- 3803.

[24]李艷春, 李艷芳. 寧夏近百年來的氣候變化及突變分析. 高原氣象, 2001, 20(1): 100- 104.

[25]賴榮生, 余海龍, 黃菊瑩. 寧夏中部干旱帶氣候變化及其對春玉米氣候生產(chǎn)潛力的影響. 中國農(nóng)業(yè)大學學報, 2014, 19(3): 108- 114.

基金項目:國家國際科技合作專項資助項目(2015DFA90900)

收稿日期:2015- 06- 05;

修訂日期:2015- 11- 30

*通訊作者

Corresponding author.E-mail: weihong@swu.edu.cn

DOI:10.5846/stxb201506051136

Analysis of spatial-temporal changes in landscape fragmentation in the Ningxia Yellow River Valley

LI Shuai1, 2, MA Wenchao1, GU Yanwen1, WEI Hong1,*, PENG Yue3, LI Changxiao1

1KeyLaboratoryforEco-EnvironmentoftheThreeGorgesReservoirRegionofMinistryofEducation,CollegeofLifeSciences,SouthwestUniversity,Chongqing400715,China2DesertForestryExperimentalCenter,ChineseAcademyofForestry,Dengkou015200,China3ChongqingForestryResearchInstitute,Chongqing400036,China

Abstract：Landscape fragmentation is the result of the transformation of large habitat patches into smaller and more isolated fragments. Fragmentation greatly affects the structure and function of the landscape ecosystem. It is necessary to quantify the degree of landscape fragmentation to optimize regional development planning and decision-making in an ecological manner. Effective mesh size (meff), which is based on the probability that two points chosen randomly in a region are connected (i.e., located in the same patch), can be used to quantify landscape fragmentation. The Ningxia Yellow River Valley, located in arid and semi-arid regions, accounts for most of the Ningxia Hui Autonomous Region, and its fragmentation may have great significance to the eco-environmental safety of Northwest China. We investigated landscape fragmentation based on Remote Sensing and Geographic Information System techniques using meffand multi-temporal land use data. Quantitative analysis revealed that the degree of landscape fragmentation of the entire Ningxia Yellow River Valley was higher in 2010 than in 1985, corresponding to a decline in the mefffrom 6326.62 km2in 1985 to 2974.32 km2 in 2010. The meffof seven sub-basins in the Ningxia Yellow River Valley indicated that the Huangzuo area had the highest degree of fragmentation in both 1985 and 2010. Furthermore, the degree of landscape fragmentation in all sub-basins increased from 1985 to 2010, except in the Yellow River Water Irrigation Area. The expansion of the built-up areas and farmland in the Yellow River Water Irrigation Area simplified the landscape in contrast with the more complex landscapes in other sub-basins. Based on the semi-variable function and moving window method, the characteristic scale for analyzing landscape fragmentation heterogeneity in the Ningxia Yellow River Valley was 4500 m. The spatial heterogeneity of landscape fragmentation indicated that the area with high fragmentation values was larger than the area with low fragmentation values both in 1985 and 2010. The area with high landscape fragmentation values was mostly distributed in the south and mid-east of the Ningxia Yellow River Valley. The spatial variation of highly fragmented areas was higher in scope and degree in 2010 than in 1985, and spatial heterogeneity exhibited a similar change. In terms of elevation, landscape fragmentation below 2400 m was greater than that of areas higher than 2400 m above sea level. Moreover, the degree of landscape fragmentation decreased with increase in elevation above 2400 m. In addition, landscape fragmentation heterogeneity was related to anthropogenic disturbance—the zone 1000—1500 m away from buildings had the highest degree of fragmentation. The change in landscape fragmentation from 1985 to 2010 was mostly affected by human activities. The results provide valuable guidance for further studies on landscape pattern optimization and efficient management of land use in Northwest China.

Key Words:effective mesh size (meff); landscape fragmentation; Ningxia Yellow River Valley; spatial heterogeneity

李帥，馬文超，顧艷文，魏虹，彭月，李昌曉.寧夏黃河流域景觀破碎化時空變化特征.生態(tài)學報,2016,36(11):3312- 3320.

Li S, Ma W C, Gu Y W, Wei H, Peng Y, Li C X.Analysis of spatial-temporal changes in landscape fragmentation in the Ningxia Yellow River Valley.Acta Ecologica Sinica,2016,36(11):3312- 3320.