廬山自然保護區(qū)及其周邊土地利用變化分析1)

徐 滿 鄭景明 張 青 鄒 琴 鐘道生

(省部共建森林培育與保護教育部重點實驗室(北京林業(yè)大學(xué))，北京，100083)(江西省廬山自然保護區(qū)管理局)

土地利用及其格局的變化對生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能均產(chǎn)生重要的影響，在其變化過程中的土地退化、生境轉(zhuǎn)移及破碎化是導(dǎo)致全球生物多樣性喪失的主要驅(qū)動因素［1－2］。自然保護區(qū)在減緩?fù)恋刈兓⒈Ｗo生境及生物多樣性方面具有重要作用［3－4］，我國自然保護區(qū)建設(shè)雖然起步較晚，但自上世紀90年代以來發(fā)展迅速，根據(jù)2010年統(tǒng)計結(jié)果，全國已建有各級自然保護區(qū)2 538個，總面積達14 894萬hm2，占國土面積的 15.47%［5］。近年來，許多學(xué)者提出了保護生境和物種與解決經(jīng)濟貧困協(xié)調(diào)發(fā)展的戰(zhàn)略［6］，使得有更多的因素影響保護區(qū)的景觀格局，加大了對保護區(qū)環(huán)境質(zhì)量評價的難度。國內(nèi)外對保護區(qū)環(huán)境質(zhì)量及保護效益的評價多是借助遙感影像，采用定量的方法，從時間尺度上對保護區(qū)某一時間段的土地利用變化格局進行研究［7－13］;另外在空間尺度上，從保護區(qū)內(nèi)外景觀變化角度對保護區(qū)的保護效益進行研究，但此類文章在國內(nèi)還不多見。本文以廬山自然保護區(qū)為研究對象，綜合了上述兩種研究方法，運用3S技術(shù)，使用巢式分析法對廬山自然保護區(qū)及其周邊近10 a的土地利用變化，包括土地利用的面積變化、轉(zhuǎn)換模式及景觀格局變化進行分析，評價保護區(qū)生態(tài)經(jīng)濟綜合效益，為保護區(qū)合理利用、管理土地資源提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

廬山自然保護區(qū)位于江西省九江市北部，地處長江南岸，鄱陽湖的西畔，地理坐標介于115°50'～116°10'E，29°28'～29°45'N。保護區(qū)于1981 年經(jīng)江西省人民政府批轉(zhuǎn)建立，大體以廬山山麓環(huán)山公路為界，面積約31 182.03 hm2，是一座以亞熱帶森林生態(tài)體統(tǒng)及自然歷史遺跡為主要保護對象的綜合性自然保護區(qū)。保護區(qū)具典型的地壘式斷塊山構(gòu)造地貌、冰蝕地貌和流水地貌疊加而成的復(fù)合地貌，海拔23～1 474 m。保護區(qū)內(nèi)生態(tài)系統(tǒng)及物種多樣性水平很高，有鄉(xiāng)土野生維管束植物241科2 269種，其中蕨類植物40科260種、裸子植物6科12種、被子植物195科1 997種，分別占江西省蕨類、裸子、被子植物種數(shù)的 64.80%、41.38%、48.86%［14］。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)源及數(shù)據(jù)預(yù)處理

以2000年Landsat7 ETM及2009年的Landsat5 TM同一時期的遙感影像為數(shù)據(jù)源來研究保護區(qū)內(nèi)外的土地利用變化。以經(jīng)過正射糾正的2009年spot5遙感影像為基礎(chǔ)進行幾何校正和坐標轉(zhuǎn)換，其中幾何精校正采用二次多項式，像元重采樣采用雙線性內(nèi)插值法。以環(huán)山公路為邊界對保護區(qū)影像進行剪切。選取4、5、3波段進行組合，形成假彩色圖像，根據(jù)野外建立的解譯標志，利用最大似然監(jiān)督分類與傳統(tǒng)目視解譯相結(jié)合的方法對影像進行分類，獲取兩個時段研究區(qū)的土地利用圖。

2.2 保護區(qū)外圍區(qū)域的選取

國內(nèi)外越來越多的學(xué)者對保護區(qū)內(nèi)外的景觀格局變化進行對比研究［15－18］，以期更好的分析和評估保護區(qū)的保護效應(yīng)，主要利用巢式設(shè)計方法，借助地理信息系統(tǒng)對保護區(qū)建立距離不等的緩沖區(qū)域。本文在對保護區(qū)建立緩沖區(qū)域時，考慮行政區(qū)的問題及影像的可獲取范圍，建立了位于九江市域范圍內(nèi)的最大緩沖圈層，具體如圖1:以矢量化的2009年SPOT遙感影像中的環(huán)山公路為廬山保護區(qū)的邊界，并用該邊界向外建立8 km的緩沖區(qū)域。

圖1 巢式分析設(shè)置

2.3 土地利用類型的劃分及景觀格局指標的選取

從景觀尺度對研究區(qū)土地利用進行動態(tài)研究，是研究全球變化的重要組成部分，同時也是景觀生態(tài)學(xué)中格局－過程研究的核心內(nèi)容之一［19］，根據(jù)國家土地利用分類標準，綜合考慮遙感影像的特征及研究區(qū)土地使用目的和利用現(xiàn)狀，將廬山保護區(qū)及其外圍區(qū)域的土地利用劃分為8類:耕地、針葉林、闊葉林、針葉闊混交林、灌草叢、建筑用地、裸巖/裸地、水域。

景觀格局指數(shù)是反映景觀結(jié)構(gòu)組成和空間配置特征的量化指標，合適的景觀指數(shù)對于景觀格局分析的合理性有重要影響［20－23］。從景觀的面積、形狀、破碎化、多樣化等方面的數(shù)量分配情況和空間格局分布特征對研究區(qū)土地利用變化特征進行度量，選取的景觀格局指數(shù)，各指數(shù)的計算用FRAGSTATS 3.3軟件完成。

3 結(jié)果與分析

3.1 土地利用總體特征及變化

2000年及2009年廬山自然保護區(qū)及其外圍圈層的土地利用圖見圖2所示。從景觀構(gòu)成上看，耕地、闊葉林、針葉林、針闊混交林、灌草叢、建筑用地、裸巖/裸地、水域均是保護區(qū)內(nèi)外景觀的基本構(gòu)成單元，但是各土地利用類型在保護區(qū)內(nèi)外的空間結(jié)構(gòu)及變化特征卻不盡相同(表1)。在保護區(qū)31 182.03 hm2的范圍內(nèi)，闊葉林是最主要的景觀組分，其次是灌草叢、針葉林、針闊混交林、耕地，建筑用地、裸巖/裸地、水域的面積比例最少。保護區(qū)外圍總面積為84 337.74 hm2，耕地是保護區(qū)外圍最主要的土地利用類型，其次是水域、灌草叢和建筑用地，針葉林、闊葉林、針闊混交林、裸地/裸巖面積比例為最小。

表1 2000—2009年廬山自然保護區(qū)及外圍圈層景觀構(gòu)成

對保護區(qū)內(nèi)外土地利用的面積變化情況加以對比分析發(fā)現(xiàn)，在研究時間內(nèi)發(fā)生了不同程度的變化，在保護區(qū)，闊葉林、灌草叢、耕地的面積減少，闊葉林面積百分比由2000年的38.36%減少到2009年的35.43%，其主導(dǎo)景觀地位被削弱;灌草叢面積減少幅度最大為1 670.40 hm2，面積百分比由2000年的20.27%減少到2009年的14.91%，它的次級優(yōu)勢地位被針葉林及針闊葉混交林取代，兩者減少的面積與針葉林、針闊葉混交林的總增加面積相當。在面積增加的土地利用類型中，針闊混交林面積變化幅度最大，增加了2 220.32 hm2，使之一躍成為廬山自然保護區(qū)的第三大景觀類型;針葉林面積變化了642.51 hm2，成為保護區(qū)的第二大景觀類型;建筑用地面積雖僅增加了55.53 hm2，但依然要引起重視，因為保護區(qū)在發(fā)展生態(tài)旅游而進行的基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)和道路修繕的過程中不可避免的會帶來生態(tài)和景觀的破壞;水域面積變化幅度最小，為20.52 hm2。在保護區(qū)外圍，耕地、灌草叢、裸巖/裸地、針闊混交林的面積減少，其中耕地面積減少幅度為2 692.26 hm2，面積百分比由2000年的40.08%減少到2009年的36.88%，優(yōu)勢地位弱化;其次，灌草叢面積減少了2 369.52 hm2，面積百分比由2000年的14.52%下降到2009年的11.71%;裸巖/裸地面積減少了1 412.46 hm2，是2000年鄱陽湖枯水期河床裸露而2009水位恢復(fù)使得裸露河床被水體覆蓋;針闊混交林面積減少了494.19 hm2，面積變化幅度最小。面積增加的土地利用類型依次為水體、建筑用地、闊葉林、針葉林，其中水域面積增加幅度為保護區(qū)外圍圈層所有土地利用類型面積變化幅度之最，為3 484.62 hm2;建筑用地的面積增加了1 322.28 hm2，相對于保護區(qū)建筑面積的增加，保護區(qū)外圍建筑用地面積的增加幅度大，應(yīng)該給予重視。

圖2 廬山自然保護區(qū)及外圍圈層土地利用圖

3.2 土地利用類型轉(zhuǎn)移分析

轉(zhuǎn)移矩陣有助于了解研究初期各土地利用類型的流失去向及研究末期土地類型的來源，反映研究時段內(nèi)各土地利用類型的轉(zhuǎn)移變化情況［24］。在ArcGIS9.2中，將研究區(qū)兩時期的土地利用圖進行空間疊加運算得到2000—2009年各土地利用類型的轉(zhuǎn)移矩陣(表2和表3)。

(1)耕地的轉(zhuǎn)換。在保護區(qū)，耕地的轉(zhuǎn)出率為40.21%，有1 348.56 hm2的耕地轉(zhuǎn)變?yōu)槠渌恋乩妙愋停渲饕D(zhuǎn)出方向為灌草叢、林地及建筑用地，分別占轉(zhuǎn)出總量的 53.14%、26.19%、17.08%;與此同時，其它地類也向耕地發(fā)生轉(zhuǎn)變，其中以灌草叢、建筑用地、林地轉(zhuǎn)入量最多，分別占總轉(zhuǎn)入量的49.66%、27.16%及17.80%。在保護區(qū)外圍，盡管耕地面積有66.60%得到有效保留，但其轉(zhuǎn)出的面積卻高達11 288.79 hm2，占保護區(qū)外圍所有地類土地轉(zhuǎn)移總量的32.93%，耕地向其它地類轉(zhuǎn)出的比例相當，轉(zhuǎn)出為其它地類大小依次為灌草叢、建筑用地、水域、林地及裸巖/裸地;其它地類轉(zhuǎn)入為耕地的總面積為8 596.53 hm2，其中灌草叢的轉(zhuǎn)入量最大，為轉(zhuǎn)入總量的39.24%，其次是建筑用地的27.51%、裸巖/裸地的15.77%、林地的13.35%。說明，保護區(qū)內(nèi)外在進行生態(tài)退耕的過程中也進行著毀林開荒、破壞生態(tài)的活動，耕地在保護區(qū)主要向林地、灌草叢方向轉(zhuǎn)化，而在保護區(qū)外圍因為經(jīng)濟發(fā)展和城鎮(zhèn)化建設(shè)使其向建筑用地轉(zhuǎn)移的比率很高。

表2 2000—2009年廬山自然保護區(qū)景觀轉(zhuǎn)移矩陣

表3 2000—2009年廬山自然保護區(qū)外圍圈層景觀轉(zhuǎn)移矩陣

(2)闊葉林的轉(zhuǎn)換。闊葉林面積在保護區(qū)有5 440.59 hm2轉(zhuǎn)變?yōu)槠渌仡悾饕D(zhuǎn)變?yōu)獒橀熁旖涣趾歪樔~林，兩者之和占轉(zhuǎn)出總量的76.75%，另外還有一部分轉(zhuǎn)為灌草叢，占轉(zhuǎn)出總量的18.84%;其它地類中，灌草叢向闊葉林轉(zhuǎn)入量最多，占總轉(zhuǎn)入量的50.81%，另外針葉林及針闊混交林的轉(zhuǎn)入量之和占總轉(zhuǎn)入量的44.91%。保護區(qū)外圍，闊葉林轉(zhuǎn)出面積為2 930.58 hm2，占保護區(qū)外圍所有地類土地轉(zhuǎn)移總量的8.55%，轉(zhuǎn)出為針闊混交林和針葉林面積之和占轉(zhuǎn)出總量的47.01%，另外主要轉(zhuǎn)出為灌草叢和耕地，兩者之和占轉(zhuǎn)出總量的44.44%;其它地類中，灌草叢向闊葉林轉(zhuǎn)入量最多，占總轉(zhuǎn)入量的54.82%。說明闊葉林在保護區(qū)主要轉(zhuǎn)換為針葉林和針闊混交林，而在保護區(qū)外圍除了與其它林地類型相互轉(zhuǎn)化外，有相當一部分轉(zhuǎn)出為灌草叢和耕地類型。

(3)針葉林的轉(zhuǎn)換。保護區(qū)內(nèi)，針葉林有2721.60 hm2面積轉(zhuǎn)換為其它地類，轉(zhuǎn)出率為49.96%，主要轉(zhuǎn)出方向為闊葉林、針闊混交林、灌草叢，分別占總轉(zhuǎn)出量的 44.52%、32.15% 及 17.37%;同時，轉(zhuǎn)入針葉林的其它地類依次為闊葉林、針闊混交林、灌草叢。針葉林在保護區(qū)外圍的轉(zhuǎn)出率為69.12%，主要轉(zhuǎn)出為灌草叢、耕地，兩者共占總轉(zhuǎn)出量的57.56%，另一方面轉(zhuǎn)出為闊葉林、針闊混交林，兩者之和占總轉(zhuǎn)出量的27.27%;針葉林主要從針闊混交林、灌草叢、耕地及闊葉林轉(zhuǎn)化而來，占總轉(zhuǎn)入量的百分比依次為 31.58%、29.93%、23.06%及13.77%。說明針葉林在保護區(qū)外圍轉(zhuǎn)出程度大于保護區(qū)內(nèi)部，其在保護區(qū)主要與其它林地類型進行轉(zhuǎn)換，而在保護區(qū)外圍針葉林正經(jīng)歷逆行演替過程，向人類干擾強度大的景觀類型轉(zhuǎn)換，受人類的干擾程度強。

(4)針闊混交林的轉(zhuǎn)換。針闊混交林在保護區(qū)內(nèi)外的轉(zhuǎn)出率均較高，分別為65.58%及74.68%。在保護區(qū)主要轉(zhuǎn)出為針葉林和闊葉林，另有一部分轉(zhuǎn)出為灌草叢，分別占總轉(zhuǎn)出量的43.49%、42.32%及10.69%，其它地類轉(zhuǎn)入總量是其轉(zhuǎn)出總量的2倍多。在保護區(qū)外圍，主要轉(zhuǎn)出為針葉林、闊葉林、灌草叢，在保護區(qū)內(nèi)外的總轉(zhuǎn)出量與總轉(zhuǎn)入量相當。針闊混交林在保護區(qū)內(nèi)的積累量大于保護區(qū)外圍。

(5)灌草叢的轉(zhuǎn)換。灌草叢在保護區(qū)內(nèi)外的轉(zhuǎn)出率很高，分別為67.36%及66.88%。在保護區(qū)，主要轉(zhuǎn)出為闊葉林，占總轉(zhuǎn)出量的一半以上，其次轉(zhuǎn)出為針葉林、針闊混交林和耕地;闊葉林、耕地、針葉林轉(zhuǎn)入量最多，依次為 39.63%、27.71%、18.28%。在保護區(qū)外圍區(qū)域，主要轉(zhuǎn)出為耕地，占轉(zhuǎn)出總量的41.19%，另外有一部分轉(zhuǎn)出為闊葉林和針葉林。

(6)建筑用地的轉(zhuǎn)換。建筑用地在保護區(qū)總轉(zhuǎn)出量為563.94 hm2，主要轉(zhuǎn)出為耕地、林地、灌草叢，分別占總轉(zhuǎn)出量的 50.40%、23.28% 及 20.35%;其它主要向建筑用地轉(zhuǎn)入的地類為耕地、林地和灌草叢。在保護區(qū)外圍，建筑用地有3 017.34 hm2向外轉(zhuǎn)出，主要轉(zhuǎn)出為耕地，占轉(zhuǎn)出總量的78.37%。

(7)裸巖/裸地的轉(zhuǎn)換。裸巖/裸地是研究區(qū)轉(zhuǎn)出率最高的土地利用類型，在保護區(qū)內(nèi)外轉(zhuǎn)出率分別為94.63%及90.74%。在保護區(qū)內(nèi)，主要轉(zhuǎn)為為耕地和灌草叢，分別占總轉(zhuǎn)出量的39.68%和30.48%;主要由灌草叢轉(zhuǎn)入，占總轉(zhuǎn)入量的46.77%。在保護區(qū)外圍，主要轉(zhuǎn)出為水域和耕地，分別占總轉(zhuǎn)出量的45.69%及35.71%;主要由耕地和灌草叢轉(zhuǎn)入，分別占總轉(zhuǎn)入量的51.68%及22.12%。

(8)水域的轉(zhuǎn)換。水域在保護區(qū)有53.64%得到有效保留，主要轉(zhuǎn)出為灌草叢、耕地、針葉林和建筑用地，分別占總轉(zhuǎn)出量的31.05%、23.29%、20.22%、18.05%。在保護區(qū)外圍區(qū)域，水域為所有地類中最穩(wěn)定的類型，轉(zhuǎn)出率僅為5.04%，主要由裸巖/裸地及耕地轉(zhuǎn)換而來。

3.3 景觀格局變化分析

對比保護區(qū)內(nèi)外景觀整體的斑塊密度(DP)、最大斑塊指數(shù)(ILP)、平均斑塊面積(SMP)及邊界密度(DE)指數(shù)發(fā)現(xiàn)，保護區(qū)外圍的景觀破碎化程度要高于保護區(qū)內(nèi)部。由平均斑塊分維數(shù)(CFRA)、景觀形狀指數(shù)(ILS)、平均斑塊形狀指數(shù)(IMS)來考察保護區(qū)內(nèi)外土地利用類型的空間形狀特征，其中平均斑塊分維數(shù)(CFRA)在保護區(qū)內(nèi)外大致相當，即保護區(qū)內(nèi)外景觀斑塊邊界的平均分形程度相差不大，但平均斑塊形狀指數(shù)指數(shù)及ILS指數(shù)的大小說明保護區(qū)景觀整體的斑塊形狀要比保護區(qū)外圍復(fù)雜。從景觀的凝結(jié)度指數(shù)(NCO)看，保護區(qū)景觀類型的空間連接程度高于保護區(qū)外圍。景觀的蔓延度指數(shù)(GCO)在保護區(qū)數(shù)值較高，說明保護區(qū)景觀中的優(yōu)勢斑塊形成了良好的連通性，即保護區(qū)內(nèi)景觀比保護區(qū)外圍景觀聚集。就景觀的多樣性(ISHD)及均勻度指數(shù)(ISHE)來看，保護區(qū)的多樣性水平和均勻度水平高于其外圍區(qū)域。

各景觀指數(shù)隨時間的變化情況如表4，由斑塊密度(DP)、最大斑塊指數(shù)(ILP)、平均斑塊面積(SMP)、邊界密度(DE)在保護區(qū)內(nèi)外的變化情況可以看出，保護區(qū)內(nèi)景觀破碎化程度輕微加深，而保護區(qū)外圍景觀破碎化程度加深顯著。景觀形狀指數(shù)(ILS)、平均斑塊形狀指數(shù)(IMS)在保護區(qū)內(nèi)減小，在保護區(qū)外圍圈層增加，說明廬山自然保護區(qū)景觀整體的斑塊形狀的復(fù)雜性減弱，而保護區(qū)外圍圈層與之相反，并且保護區(qū)的變化幅度大于保護區(qū)外圍。平均斑塊分維數(shù)(CFRA)在研究區(qū)域內(nèi)隨著時間的推移幾乎無變化，說明研究區(qū)的斑塊形狀主要取決于自然地貌及自然環(huán)境條件。景觀的凝結(jié)度指數(shù)(NCO)在保護區(qū)小幅減小，在保護區(qū)外增加，說明保護區(qū)景觀類型的空間連通性減小，而保護區(qū)外圍圈層景觀類型的空間的連通性增強。蔓延度指數(shù)(GCO)在保護區(qū)內(nèi)外均減小，聚集程度變?nèi)酰M一步說明保護區(qū)內(nèi)外的景觀破碎化程度加劇。景觀的多樣性(ISHD)及均勻度指數(shù)(ISHE)的增加說明在人類和自然綜合作用下，研究區(qū)域各土地利用類型在景觀中呈均衡化分布，景觀由某種或某些景觀類型主導(dǎo)的程度減弱。

4 結(jié)論與討論

在景觀面積組成及變化上，林地是保護區(qū)的主要土地利用類型，其面積百分比由65.31%增加到71.21%、耕地面積減少 302.13 hm2、建筑用地面積增加55.53 hm2是保護區(qū)“退耕還林”及為“繁榮旅游”而進行基礎(chǔ)設(shè)施建立政策的體現(xiàn);耕地是保護區(qū)外圍的主導(dǎo)地類，面積減少了2 692.26 hm2，是自1998年長江超歷史大汛之后，中共中央國務(wù)院做出:“退田還湖，移民建鎮(zhèn)”的決策的體現(xiàn)，另外從建筑用地景觀指標看出:建筑用地的面積增加、斑塊數(shù)量減少、破碎化程度變低、形狀指數(shù)變復(fù)雜、聚集度增加，是保護區(qū)外圍實施“移民建鎮(zhèn)”政策以來，拆除原村落，形成以公路為依托的集鎮(zhèn)建設(shè)的結(jié)果。

從研究區(qū)土地利用轉(zhuǎn)移情況來看，在保護區(qū)各種保護措施下，保護區(qū)植被正經(jīng)歷正向次生演替，而保護區(qū)外圍，由于大范圍的農(nóng)業(yè)生態(tài)、高強度的工業(yè)建設(shè)、高密度的人口聚集，逆行次生演替過程占主導(dǎo)。景觀水平上，保護區(qū)的破碎化程度顯著低于保護區(qū)外圍，多樣性指數(shù)高于保護區(qū)外圍，充分體現(xiàn)了保護區(qū)的保護效益。但與此同時，保護區(qū)內(nèi)外景觀的破碎化程度均加深，保護區(qū)內(nèi)外的多樣性和均勻度指數(shù)均呈上升趨勢，主導(dǎo)景觀類型闊葉林和耕地地位都得以弱化，景觀受人類干擾的跡象越來越明顯。保護區(qū)在2000年常住人口數(shù)為12.02萬人，2009年有11.84萬人，而保護區(qū)的游客的數(shù)量在2000年全年達到26萬人次，2009年僅10月1日到7日旅客數(shù)量就超過21萬人，所以保護區(qū)內(nèi)大規(guī)模的無序旅游及旅游建設(shè)用地的擴展所引起的環(huán)境破壞，應(yīng)引起有關(guān)部門重視。

［1］Frédéric Achard，Hugh D Eva，Hans J S，et al.Determination of deforestation rates of the world’s humid tropical forests［J］.Science，2002，5583(297):999－1002.

［2］Alessandra Falcucci，Luigi Maiorano，Luigi Boitani.Changes In land-use/land-cover patterns in Italy and their implications forbiodiversity conservation［J］.Landscape Ecology，2007，22(4):617－631.

表4 廬山自然保護區(qū)及外圍圈層景觀指數(shù)

［3］Lambin E F，Turner B L，Geist H J.The causes of land-use and land-cover change:moving beyond the myths［J］.Global Environ Change，2001，11(4):261－269.

［4］Lambin E F，Geist H J，Lepers E.Dynamics of land use and land cover change in tropical regions［J］.Annual Review of Environment and Resources，2003，28(3):205－241.

［5］國家統(tǒng)計局和環(huán)境保護部.中國環(huán)境統(tǒng)計年鑒(2010)［M］.北京:中國統(tǒng)計出版社，2010.

［6］張志，亢新剛，華朝朗，等.自然保護區(qū)及周邊社區(qū)的可持續(xù)發(fā)展指標體系的初步研究［J］.林業(yè)資源管理，2004(8):33－36.

［7］O’Nell R V，Hunsaker C T，Jones K B，et al.Monitoring environmental quality at the landscape scale:using landscape indictors to assess biotic-diversity，watershed interrity and landscape stability［J］.Bio Science，1997，47(8):513－519.

［8］Rao K S，Rekha P.Land use dynamics and landscape change pattern in a typical micro watershed in the mid elevation zone of central Himalaya，India［J］.Agriculture and Ecosystem，2001，86(2):113－123.

［9］David H.Spatial structure of disturbed landscapes in Slovenia［J］.Ecological Engineering，2005，24(1/2):17－27.

［10］陳銘，王宗明，張樹清，等.向海自然保護區(qū)景觀格局變化及濕地梯度分布特征研究［J］.干旱區(qū)地理，2006，29(5):694－699.

［11］李曉琴，孫丹峰，張鳳榮.基于遙感的北京山區(qū)植被覆蓋景觀格局動態(tài)分析［J］.山地學(xué)報，2003，21(3):272－280.

［12］曾濤，邸雪穎.興凱湖國家級自然保護區(qū)景觀格局變化分析［J］.北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報，2010，32(4):52－58.

［13］劉延國，彭培好.基于GIS的九寨溝自然保護區(qū)景觀格局分析［J］.西北林學(xué)院學(xué)報，2010，28(1):162－165.

［14］萬慧霖.廬山森林生態(tài)系統(tǒng)植物多樣性及分布格局［D］.北京:北京林業(yè)大學(xué)，2008:23－30.

［15］Curran L M，Trigg S N，Donald A K.Low land forest loss in protected areas of Indonesian Borneo［J］.Science，2004，5660(303):1000－1003.

［16］Arturo S G，Gretchen C Daily.Integrity and isolation of Costa Rica’s national parks and biological reserves:examining the dynamics of land-cover change［J］.Biological Conservation，2003，109(1):123－135.

［17］鄧貴平，顏磊，章小平.九寨溝自然保護區(qū)景觀變化與保護［J］.山地學(xué)報，2011，29(2):173－182.

［18］臧淑英，黃樨，鄭樹峰.資源型城市土地利用變化的景觀過程響應(yīng):以黑龍江大慶市為例［J］.生態(tài)學(xué)報，2005，25(7):1699－1706.

［19］鄔建國.景觀生態(tài)學(xué):格局、過程、尺度與等級［M］.北京:高等教育出版社，2007.

［20］趙景柱.景觀生態(tài)空間格局動態(tài)度量指標體系［J］.生態(tài)學(xué)報，1990，10(2):182－186.

［21］鄔建國.景觀生態(tài)學(xué)概念與理論［J］.生態(tài)學(xué)雜志，2000，19(1):42－52.

［22］Turner M G，Opneill R V.Effects of Changing Spatial scale on the analysis of landscape pattern［J］.Landscape Ecology，1989，3(2):153－162.

［23］陳文波，肖篤寧，李秀珍，等.景觀指數(shù)分類、應(yīng)用及構(gòu)建研究［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2002，13(1):121－125.

［24］朱會義，李秀彬.關(guān)于區(qū)域土地利用變化指數(shù)模型方法的討論［J］.地理學(xué)報，2003，58(5):643－650.