基于格局-過程生態適應性循環三維框架的自然景觀生態風險評價——以黃土高原為例

景培清,張東海,艾澤民,郭 斌

西安科技大學 測繪科學與技術學院,西安 710054

自然生態系統的持續穩定已經成為人類社會發展的先決條件。近年來,由于人類社會的快速發展導致自然生態系統承受著直接或間接的壓力與脅迫,這些壓力與脅迫產生了諸多生態危害[1- 3]。十九大報告在論述生態文明建設的重要性時,提出“實行最嚴格的生態環境保護制度”[4]。科學地評估區域生態風險,優化自然生態系統安全格局成為科學開展生態環境保護的迫切需求。景觀生態風險評估是區域生態風險評估的重要方向,主要探討自然因素或人類活動干擾對生態環境與景觀格局交互作用造成的負面影響[5- 6]。自然景觀生態風險評估需要將橫向的地理空間異質性和縱向生態過程進行耦合,通過景觀尺度上對格局與過程定量表征,有效描繪有多風險源和風險受體的自然生態系統對區域生態安全的維護作用[7]。

目前常見的景觀生態風險評估主要側重于評價景觀鑲嵌體相對于最優格局的偏離程度的生態風險效應,也就是以土地利用/覆蓋變化為誘因的生態風險評價[8- 10]。該方法主要包括兩種,一種是土地利用結構綜合指數法[11- 12],該方法考慮評價單元內各土地利用類型的面積比例及其類型的風險系數(以經驗性為主),一般以二者的乘積表征該類型的生態風險,將各類土地類型的生態風險之和為評價單元的生態風險值(即加權求和)；另一種方法是景觀格局的風險指數法[13- 15],該方法是在前者的基礎上,將經驗性的景觀類型風險系數改進為各景觀類型景觀干擾度指數和景觀脆弱度指數乘積的平方根,然后進行加權求和計算。盡管上述方法早期在學界得到較為廣泛應用,但仍有一定的缺陷[8]:一是在理論上僅關注靜態景觀格局,忽略生態系統過程(如空間交互和時間動態),缺乏生態學含義[16]；二是在數據源上僅依賴于土地利用/覆蓋數據,受單一數據的詳細程度影響會忽視各景觀類型內部風險分異且會低估生態風險系數,如黃土高原草地類型中干旱區荒漠草地生態風險程度明顯高于半濕潤區草地,不能直接統一對待；三是在尺度上多以小范圍的規則格網為評價單元,會將本應連通的景觀斑塊分離,降低景觀格局的優化程度進而高估景觀生態風險[11]。因此,景觀生態風險的評價有必要逐漸向多角度、多層次推進,從單一靜態格局到考慮時空動態變化,在指標選擇上考慮本體暴露與外部干擾相結合的多要素評估,在尺度上打破區域界限考慮個體與區域整合關系[17- 18]。然而,相關研究多選擇在沿海地區、河流流域等人類活動劇烈的城市區域,對于森林、草原等生態脆弱且對全球變化具有極強響應的自然地帶的景觀生態風險評價仍有待繼續深入[19]。如前人基于“潛力—連通度—恢復力”三維框架對深圳市城市景觀生態風險進行了評估[17],該方法集成社會—生態系統時空動態干擾與暴露指標表征城市景觀生態風險,為景觀生態風險評估提供了重要的理論發展,但指標體系中表征經濟發展強度的夜間燈光強度及變化趨勢并不適合自然生態系統,因此有關自然生態系統的景觀生態風險評估亟待發展。

2019年習近平總書記指出黃河流域是我國的重要生態屏障,黃河流域生態保護和高質量發展是國家重要戰略需求,且社會各界愈加重視自然環境健康以及生態的可持續發展,所以科學優化評估黃土高原的自然景觀生態風險就顯得尤為重要。隨著退耕還林工程的實施黃土高原的空間分布格局發生了巨大的改變[20- 21],自然恢復與人類干預作用強烈,以往的研究多將人類干擾作為負向影響,而黃土高原的植被恢復過程中人類促進作用更為強烈,因此開展黃土高原自然景觀生態風險評價具有較強的區域代表性。此外,黃土高原景觀生態風險的相關研究還存在一定的不確定性,如劉迪等構建“概率-損失”二維模型考慮到自然災害和人為擾動等多重因素下的生態風險指出2000—2015年陜西地區風險逐漸升高[22],而傅微等以人類干預(退耕還林和城鎮化)角度分析認為退耕還林逐年拓展的區域生態風險趨于降低[23],因此亟待對黃土高原景觀生態風險進行全面系統地評估。

鑒于此,本研究從景觀生態學的“格局-過程”出發,結合生態適應性循環三維框架,構建適合自然生態系統的景觀生態風險評價指標體系,以黃土高原為例對退耕還林(草)工程實施以來2000年、2010年、2017年三個時間節點的自然景觀生態風險制圖,探討其時空變化特征,并對現狀進行多情景制圖探討其生態安全格局建設。評價結果可對黃河流域未來生態規劃和高質量發展提供建議和參考。

1 數據及方法

1.1 研究區概況

黃土高原位于中國中北部(33°43′—41°16′N,100°54′—114°33′E),屬黃河流域中上游地區,是地球上分布最集中且面積最大的黃土區。該地區屬溫帶大陸性氣候,由西北內陸干旱氣候向暖溫帶濕潤季風氣候過渡,年平均降雨量為200—800 mm,但降水量分布不均多集中在 6—9 月；多年平均溫度為3.6—14.3℃,氣溫和降雨均呈現從東南向西北遞減趨勢。黃土高原地形復雜,南部溝壑縱橫,水土流失嚴重,北部為風沙地貌,總體生態環境脆弱,生態風險高。受水熱條件和地形影響,黃土高原植被覆蓋由東南向西北依次為暖溫帶夏綠闊葉林、森林草原、干草原及中溫帶荒漠草原。近年來隨著生態工程大力實施,黃土高原植被恢復顯著,但同時也受到了強烈城市發展的侵擾,生態風險的增減尚無定論。

1.2 數據源

本研究涉及的數據主要包括數字高程模型(digital elevation model,DEM)、氣溫、降水、歸一化植被指數(normalized difference vegetation index,NDVI)和土地利用數據等。各數據具體特征和來源如表1所示。需要說明的是,盡管2017年的土地利用數據產品總體精度達到85%以上,但在局部地區還存一些問題,例如將起伏度較大的陰影區錯分為建設用地,荒漠草地認定為沙漠,本研究對照Google earth和MODIS NDVI數據對2017年土地利用類型中的荒漠草地范圍進行修正,并將錯分為建設用地的陰影區根據周邊臨近土地利用類型進行合并,使得該數據與前三期的分類體系和分布基本保持一致,最終將土地利用類型劃分為耕地、林地、草地、建設用地、水體和未利用地等六種類型。

表1 數據源

2 方法

2.1 自然景觀生態風險評估框架和指標體系

生態系統是在一定的時間和空間范圍內,生物群落與非生物環境通過能量流動和物質循環所形成的一個相互影響、相互作用并具有自調節功能的自然整體。也就是說,在評估自然景觀生態風險時,不僅要考慮靜態的空間格局,還需綜合考慮動態的生態過程[24- 25]。因此,本研究根據景觀生態學的理論體系將自然景觀生態風險評估分為格局和過程兩個方面,也就是將地理學橫向空間異質性與縱向生態過程嵌套起來。鑒于此,本研究參考城市景觀生態風險評估的生態適應性循環三維框架(即潛力-連通度-恢復力)[3,17],構建適合自然景觀生態風險評估框架和指標體系,其中格局表示評價對象的空間分布狀態及其自身屬性和功能(即潛力),而過程包括景觀單元在空間鄰域上的交互影響(即連通度)和時間上的自身動態持續變化趨勢(即恢復力)兩個方面。此外,為了區分風險評估中景觀的自身屬性特征和外界環境對景觀的干擾,進一步將各準則中的指標又劃分為暴露和干擾兩類。具體涉及的指標如下(表2):①格局方面,生態風險的暴露對應于景觀單元的地形、土地利用方式和植被覆蓋度等要素；而外界干擾主要包括限制植被正常生長的必要條件水熱狀況和反映黃土高原主要自然災害水土流失的降水侵蝕力；②過程的連通度方面,生態風險的暴露主要考慮景觀類型的分離度和斑塊的連通性,前者反應景觀受到特定干擾時系統崩潰的概率,景觀類型聚集系統崩潰的概率越小,后者表征斑塊的穩定性或抵御風險的能力[26]；外界干擾則考慮城市開發對周邊的干擾(建設用地距離)和景觀單元空間鄰域交互作用的影響(景觀生態鄰接系數)；③過程的恢復力方面,生態風險暴露主要考慮植被自身變化過程(植被指數變化趨勢),表征其抗干擾能力；外界干擾則考慮土地利用類型流轉,表征景觀單元自身功能的變化。各指標權重基于層次分析法來確定,本研究基于專家的重要程度打分基礎上進行優化確定最終各指標間的重要程度,并基于AHP軟件計算各指標權重,且通過一致性檢驗。各評價指標的具體計算方式如表3所示。

表2 基于“格局-過程”的自然景觀生態風險評價指標體系

需要說明的是,在進行植被覆蓋度提取時以非植被區域(包括建設用地和未利用地)NDVI的5%累計概率值作為土壤背景值,以各植被類型的NDVI的95%累計概率值作為其NDVI最大值；考慮到土地利用數據中非植被區域也存在植被覆蓋(如土地利用數據中整個建成區均定義為建設用地但實際有些區域是綠化地),此處以耕地的NDVI最大值作為建設用地和未利用地的NDVI最大值來計算植被覆蓋度；將水體的植被覆蓋度直接賦值為0。在進行蔓延度指數計算時,其值在斑塊邊緣具有較高的得分,但斑塊內部均質區域得分則為零,考慮到不同土地利用類型的抗干擾能力,此處利用土地利用類型進行零值區域重新賦值,具體參見表3中的土地利用類型的風險賦值。在計算植被覆蓋度時,對于NDVI顯著性增加區域風險認為植被恢復狀態好預期的暴露明顯降低,則將其生態風險賦值為0,對于NDVI顯著下降區域認為潛在風險增大,賦值為1。對于植被非顯著增加區域,將其趨勢反向歸一化到[0,0.5],對于植被非顯著退化區域,將趨勢的絕對值歸一化到[0.5,1]。

表3 各評價指標的計算方法

表4 景觀生態風險鄰接系數矩陣

2.2 基于OWA方法的自然景觀生態風險情景設置

為了進一步增加自然景觀生態風險評估的在決策中的偏好和可操作性,本研究基于OWA 算法中次序權重計算黃土高原自然景觀生態風險,實現多種決策風險情況下的生態風險評價,為生態安全空間優化決策提供更全面的策略。其情景評估思路是,首先對所有已經乘以AHP權重的指標進行重排序,同一位置上的像元12個指標值計算結果從大到小重新排序；然后,利用OWA算子計算12個指標在不同情景下的位序權重；再利用重排序的指標與對應的位序權重相乘求和得到不同情境下黃土高原的景觀生態風險。目前常用的OWA位序權重的方法為Yager所定義的算子[31- 32],公式如下:

(1)

式中,j為位序,Wj為位序權重,n為指標數量。r為自變量,α為表征情景的冪指數。其中,α<1表示越重要的因子權重越大,位序越高其權重因子越大,即研究者持悲觀狀態,說明景觀生態風險趨于增大；α>1時表示位序越低權重因子越大,即研究者持樂觀狀態,指景觀生態風險趨于降低；α=1表示無偏好。

3 結果分析

3.1 黃土高原風險時空分布特征

2000年、2010年和2017年黃土高原自然景觀生態風險分布如圖1所示,三期景觀生態風險總體分布特征較為相似,由高到低依次為城市和沙漠景觀、中部丘陵溝壑區草地景觀、西北荒漠草地景觀和東南部農田景觀、東南部高山林地景觀,具有明顯空間分異。就2017年而言,高風險地區(風險>0.6)主要分布在西北部沙漠地區,東南部零散分布的城市建成區也處于高風險地區,如西安市、洛陽市等,面積分布相對較少僅占全區的3.32%(表5)；中風險地區(風險0.4—0.6)面積相對較大,占全區的32.40%,主要分布在黃土高原中部丘陵溝壑區,如甘肅天水、平涼市以及寧夏固原市等,其中相對而言西南部生態風險稍高；全區63.80%的區域處于較低風險(風險0.2—0.4)狀態,主要分布于黃土高原東部和南部的平原區(河谷平原區)及西北部荒漠草原平地區(鄂爾多斯烏審旗和鄂托克旗東部)；低風險區(風險<0.2)面積最少,僅占全區的0.48%,主要位于東部和南部的高山林地,如秦嶺北麓地區以及呂梁山和太行山。

圖1 黃土高原景觀生態風險分布Fig.1 Landscape ecological risk distribution on the Loess Plateau

從時間變化上來看,在退耕還林(草)等生態工程實施初期(即2000年)黃土高原景觀生態風險總體偏高,平均值為0.410,生態工程實施后10年(2010年)黃土高原景觀生態風險降低明顯,平均值為0.392,但2017年總體平均水平下降不明顯為0.385(表5)。其原因是,2000—2010年,黃土高原中部丘陵溝壑區的中風險區大面積轉化為較低風險區,同時內蒙古南部部分荒漠草地的景觀生態風險也有所降低,總體上低風險區(即風險<0.4)增加面積占全區的13.08%；而高風險區(風險>0.6)因東南部城市化發展有所增加,但增加面積占全區的1.36%。盡管2010—2017年景觀生態風險平均水平未發生明顯變化,但空間上仍具有一定差異,主要表現為東南部城市化持續發展增加的高風險面積多于西北部生態恢復降促進高風險降低的面積,總體上高風險仍在增加,增加面積占總面積的0.07%；在半干旱黃土丘陵溝壑區西部寧夏與甘肅交界的生態風險明顯降低,但在其丘陵溝壑區東部(如陜西省榆林市南部)生態風險有所增加；此外值得注意的關中的渭北旱塬區(陜西省寶雞市、咸陽市等)的生態風險也有所升高。總體而言,近十幾年間,自然景觀單元(林地和草地)受人類活動促進生態風險持續降低,而人工景觀(耕地和建成區)受人類活動干擾生態風險升高明顯。

表5 黃土高原景觀生態分級占比/%

3.2 指標年際變化對黃土高原景觀生態風險的影響

黃土高原景觀生態風險各指標變化情況如圖2所示,其中年總降水量、建設用地距離、蔓延度指數和覆蓋度指數的平均值相對較大,說明這幾個指標對綜合風險值貢獻大,需要重點關注。從三期變化趨勢來看,除建設用地距離、植被覆蓋變化趨勢和降雨侵蝕力等三個指標外,其余指標均呈現下降趨勢,尤其是植被覆蓋度在生態工程實施后風險值下降明顯,說明近十幾年間黃土高原水熱條件優越,植被恢復顯著,生態風險總體趨于降低。值得注意的是,建設用地貢獻率較高,且呈現增長趨勢,城市發展對其周邊景觀生態風險的影響更為強烈；植被變化趨勢在近10年內風險有所上升,說明該階段植被恢復處于穩定期,與2000—2010年間相比并不顯著,其生態恢復潛力不足；此外隨著集中性降雨的增多,近年來黃土高原降雨侵蝕力風險明顯增大,對于丘陵溝壑區來說該影響不容忽視。

圖2 黃土高原景觀生態風險各指標平均值Fig.2 Average values of landscape ecological risks in the Loess Plateau

3.3 多情景風險制圖與分級

設置從悲觀到樂觀的情景對指標進行OWA評價,不同情景的景觀生態風險結果如圖3所示。對比發現,強悲觀情景(α=0.2)下,整個研究區內絕大部分區域處于高風險區域,只有秦嶺北麓地區、延安市黃陵縣和黃龍縣、呂梁山和太行山地區等高山林地處于較高風險區域；較強悲觀情景(α=0.4)下,西北部河套平原均為大面積高風險區,中部丘陵溝壑區也存在大面積高風險區,但格局較為破碎；中等悲觀情景(α=0.6)下,上述高風險區范圍進一步縮小,但問題仍然較為嚴重；弱悲觀情景(α=0.8)下,高風險區與正常情景下一致,主要為城市建成區和沙漠區。弱樂觀情景下(α=1.2)高風險區為城市建成區,其中以北部城市風險相對較為突出,而沙漠地區已降低為中等風險,其他地區均為較低或者低風險區；中等樂觀情景(α=1.6)也是城市建成區和沙漠區風險為中等；較強(α=2.5)和強樂觀(α=5.0)情景下全區風險值較低。以上情景對景觀生態風險評估具有較好的預警效果。

圖3 2017年黃土高原不同情景下景觀風險制圖Fig.3 Landscape risk mapping under different scenarios of the Loess Plateau in 2017

基于以上分析,中等悲觀情景(α=0.6)和中等樂觀情景(α=1.6)圖層不僅數據分離度較好,且能夠很好地反映風險預警,因此本研究以中等悲觀情景為風險惡化潛力,以中等樂觀情景為風險控制潛力,進行空間疊置分析,設定當同一個像元控制潛力低于惡化潛力兩個等級時則認為該像元生態風險惡化在樂觀情景下易控制。結果如圖4所示,惡化潛力風險>0.6的面積占全區的21.19%,主要分布在城市建成區(如陜西西安市、河南洛陽市等)和西北部的沙漠(內蒙古鄂爾多斯市西北部)大面積連續分布,同時中部丘陵溝壑區也存在大范圍不連續分布,其中難控制的面積相對較少,主要為北部城市建成區和杭錦旗烏海市的沙漠地區,面積僅占全區的2.38%,其余地區其惡化潛力風險均屬于易控制性。惡化潛力風險0.5—0.6的面積最大,占全區的42.88%,但基本均屬于易控性,其中在西部大面積連續分布,即西南部溝壑區包括甘肅中部等和西北部平原區包括寧夏中南部、河套平原,但在西北部平原區相對更多,其余皆分布在惡化潛力風險>0.6區域的外圍且成破碎形態,以東部平原和中部丘陵區為主(如陜北榆林地區)。惡化潛力風險0.4—0.5的面積占全區面積的31.96%,主要在西北部荒漠草地區大面積連續分布,在東南部高山林地外圍也有部分,且絕大部分屬于易控制性,僅1.57%的面積處于難控性,基本均位于中部丘陵溝壑區,且為碎小斑塊。惡化潛力風險<0.4的面積占全區面積僅為3.97%,且基本均屬于易控制性,在空間上均為高山林地,在正常情景下均處于低風險區。

圖4 黃土高原景觀生態風險潛力分區Fig.4 Landscape ecological risk potential zoning on the Loess Plateau

4 討論

4.1 綜合格局-過程的生態適應性循環三維框架有利于景觀生態風險評價

相較于傳統僅依賴于土地利用數據的土地利用結構綜合指數法和景觀格局的風險指數法,本研究基于綜合格局-過程的生態適應性循環三維框架(即潛力-連通度-恢復力),構建適合自然景觀生態風險評估框架和指標體系,該方法不僅考慮了評價對象的空間分布狀態及其自身屬性和功能,而且還包括了景觀單元在空間鄰域上的交互影響和時間上的自身動態持續變化趨勢,更為全面和系統地反應景觀的格局和過程,符合景觀生態系統的本質。另外,本研究還基于傳統的景觀格局風險指數法對研究區進行了評估,該方法采用干擾度和脆弱度的乘積獲得,其中干擾度是由景觀破碎度、景觀分離度和景觀優勢度的加權求和獲取,脆弱度則依據土地利用類型進行經驗賦值[33]。其評價結果如圖5所示,可以看出僅在沙漠區表現為高風險,且北部荒漠草地與南部的溝壑區的草地的風險基本無差異,在制定對策時難以采用具有針對性的措施,而綜合格局-過程的生態適應性循環三維框架更有利于景觀生態風險評價,研究結果更能體現生態系統的暴露和干擾,生態風險評價圖不僅顯示土地沙漠化的高風險區域,同時凸顯了城市發展和水土流失等黃土高原等多個重點生態問題。

圖5 基于景觀格局的風險指數法的黃土高原景觀生態風險Fig.5 Landscape ecological risks of the Loess Plateau based on the risk index method of landscape pattern

另外,本研究在參考前人城市景觀生態風險評估指標體系的基礎上,針對自然生態系統和黃土高原的生態風險脅迫特點對其指標體系進行了改進。例如,本研究聚焦于自然生態系統,因此剔除了反應經濟發展狀況的夜間燈光強度及其變化趨勢,根據黃土高原干旱半干旱的特性在潛力的干擾層中增加了水分限制要素年總降水量,同時考慮到土地開發利用對景觀生態風險的影響,在恢復力的干擾層中增加了土地利用類型轉化系數。這里需要說明的是,由于景觀連通度計算復雜且效率較低,一般適合于小區域(比如城市建成區)的計算,在大區域的黃土高原難以獲得相應的計算結果,因此本研究采用同樣表征與鄰域連通的蔓延度進行替換,并進行改進(見2.1)；同時,多樣性指數與景觀分離度具有較強的相關性,本研究為了繼承傳統的基于景觀格局的風險指數法,選用了景觀分離度替換多樣性指數。

4.2 受城市發展影響趨于降低的黃土高原景觀生態風險潛力不足

本研究發現2000—2017年間黃土高原景觀生態風險總體趨于降低,平均值由0.410降低到0.385,但2010年景觀生態風險已經降低到0.392,近7年間景觀生態風險降低潛力明顯。景觀生態風險總體降低生態工程實施功不可沒,林地和草地等自然單元面積不斷擴大,沙漠化問題退化,景觀連通性變好,且植被覆蓋度一直在提升,其景觀生態風險總體降低。但是黃土高原同時受到城市擴展影響較強,在城市建成區及其周邊農田生態風險不斷擴大,是黃土高原景觀生態風險局部升高的主要原因。這里需要說明的是,傳統的基于景觀格局的風險指數法認為建設用地為城市生態系統,其穩定性強于自然生態系統,故賦值最低。然而城市生態系統依賴于外部物質的流入才能維持其強穩定性,一旦切斷外部供給則其生態系統就會崩潰；同時城市生態的系統發展比較快,外部的土地和物質補給量大,對其周邊會產生強脅迫,因此本研究與劉焱序等[7]均認為建設用地風險最高,所以黃土高原城市發展是其生態風險的主要干擾源。其次,植被恢復力降低也是景觀生態風降低潛力不足的原因之一,生態工程實施前十年黃土高原變綠顯著,但近期基本成型多呈現波動性變化,植被恢復并沒有前期顯著,Zhao等[20]和Liu等[21]也到相似的結果。此外,本研究發現近年來極端降水的增多,該結果與李雙雙等[34]成果一致,極端降水的增多會增強丘陵溝壑區的土壤侵蝕的風險,也是阻礙生態風險降低的因素之一。

4.3 生態風險防范建議

根據本研究2017年景觀生態風險評估及多情景風險制圖結果,可以提出針對性的管理舉措建議。

(1)高風險區:城市建成區及其周邊屬于高風險且大部分屬于難控制區,尤其是北部外部條件惡劣的城市其景觀生態風險極高,建議加強內部土地集約高效利用,合理配置城市內部綠地建設,對于北部環境惡劣的小城鎮建議限制發展,促進大城市集中化發展,減少多源干擾。西北地區沙漠區屬于高風險潛力易控制區,建議在自然條件允許的情況下可開展生態工程,以較低成本防止惡化為目標。

(2)中風險區:中部黃土丘陵溝壑區屬于高風險潛力易控制區,水土流失是該地區的主要問題,近年來生態工程成效顯著,建議繼續開展生態工程對現有成果進行鞏固,對于局部高風險區優先進行針對性保護。

(3)較低風險區:平原農耕區也屬于高風險潛力易控制區,城市發展是其主要潛力影響,建議嚴格落實土地占補平衡政策,提高農田質量,整治撂荒土地；西北部荒漠草地區屬于中風險易控制區,該地區早期沙漠化問題明顯,近年來生態恢復顯著,但總體偏干旱植被以荒漠草地為主,建議在自然條件允許下繼續保持和改善。

(4)低風險:高山林地屬于中風險潛力易控制區,建議繼續保持提高保護等級。

5 結論

本研究綜合“格局-過程”的生態適應性循環三維框架,構建適合自然生態系統的景觀生態風險評價指標體系,對黃土高原2000年、2010年、2017年的自然景觀生態風險進行評估,分析其時空變化特征并對現狀進行多情景制圖。主要得到以下結論:

(1)黃土高原景觀生態風險空間分布,由高到低依次為城市和沙漠景觀、中部丘陵溝壑區草地景觀、西北荒漠草地景觀和東南部農田景觀、東南部高山林地景觀,具有明顯空間分異。

(2)隨著生態工程實施以來,黃土高原景觀生態風險總體呈現下降趨勢,平均值由0.410降低到0.385,但2010—2017年下降不明顯,生態工程持續實施 對景觀生態風險持續下降作用變弱。這是因為盡管自然景觀單元(林地和草地)受生態工程促進生態風險持續降低,而人工景觀(耕地和建成區)受人類活動脅迫生態風險升高明顯,其中城市發展是風險增強的主要原因,此外植被恢復力不足和降水侵蝕力增強也會促使風險升高。

(3)通過模擬不同情景探討黃土高原安全格局建設,建議在高風險的城市建成區加強內部土地集約高效利用,限制北部環境惡劣的小城鎮發展；西北地區沙漠區屬于高風險易控制區,建議在自然條件允許的情況下以較低成本防止惡化為主；中部黃土丘陵溝壑區屬于高風險潛力易控制區,建議繼續開展生態工程,且對于局部高風險區優先進行保護；平原農耕區建議嚴格落實土地占補平衡政策,提高農田質量；西北部荒漠草地區建議在自然條件允許下繼續保持和改善；高山林地屬于中風險潛力易控制區,建議繼續保持提高保護等級。