一、西南生态脆弱带土地资源可持续利用探讨——以贵州省为例（论文文献综述）
赵榕[1]（2021）在《喀斯特石漠化与贫困耦合机理及协同治理研究》文中认为喀斯特石漠化与贫困问题是阻碍喀斯特地区实现脱贫攻坚与乡村振兴战略的两大限制因素,党的十九届五中全会要求科学推进石漠化综合治理,实现石漠化与贫困协同治理,是稳固石漠化治理成效的关键,对巩固石漠化治理成效的同时稳固农村脱贫成果具有重要意义。根据地理学、区域经济学中的可持续发展、人地系统协调发展、贫困恶性循环、乡村地域系统等相关理论为基础,针对石漠化与贫困耦合量化、协同治理等科学问题与科技需要。在代表南方喀斯特整体环境结构的贵州高原山区选择毕节撒拉溪、关岭-贞丰花江和施秉喀斯特为研究示范区,2018-2021年对240个贫困村通过统计资料收集、遥感解译和问卷调查,以村域为研究单元,从“区域-村-户”多尺度视角,综合运用地理探测器模型、耦合度模型、A-F法、结构式访谈等方法,围绕石漠化与贫困耦合机理及协同治理基础前沿研究、共性关键技术研发、应用示范与产业化推广进行全链条设计、一体化部署、分模块推进进行系统研究,重点阐明不同喀斯特石漠化环境与贫困特征,揭示石漠化与贫困的耦合机理与形成机制,集成创新石漠化与贫困协同治理技术体系并进行应用示范,为国家石漠化治理、脱贫攻坚与乡村振兴提供科技参考。（1）通过分析村域石漠化发生率的影响因素发现,村域多年平均降水量、平均坡度和人均耕地面积是喀斯特地区村域石漠化规模的主要影响因素,村域石漠化规模的驱动因子及作用过程因所在喀斯特地貌类型区不同而存在差异。喀斯特高原槽谷区的村平均石漠化发生率为13.49%,喀斯特高原山地区为23.22%,喀斯特高原峡谷区为38.38%。研究区整体的村域多年平均降水量、平均坡度和人均耕地面积的决定力q值分别为0.21、0.14和0.12。村域多年平均降水量与平均坡度的交互q值最大,为0.4。喀斯特高原槽谷区的村域地表起伏度、平均坡度、森林覆盖率和村人均纯收入的决定力q值分别为0.32、0.15、0.14和0.14,均呈显着负相关关系。喀斯特高原山地区的村域河网密度和人均耕地面积的决定力q值分别为0.15和0.12,河网密度因子与石漠化规模呈负相关关系,人均耕地面积因子与石漠化规模呈正相关关系。喀斯特高原峡谷区的村域平均坡度、水土流失率、平均海拔和人均耕地面积的决定力q值分别为0.31、0.3、0.28和0.23。村域坡度和海拔因子与村域石漠化规模均呈现显着正相关,村域水土流失率和人均耕地面积呈显着负相关关系。（2）喀斯特地区村域贫困程度的主要影响因素为:村域行政村所属县域GDP、平均海拔、耕地比例和通广播电视率,不同喀斯特地貌类型区的驱动因子不同。喀斯特高原槽谷区2015年村平均贫困发生率为27.97%,喀斯特高原山地区为16.10%,喀斯特高原峡谷区为29.24%。到2018年,喀斯特高原槽谷区为2.08,高原山地区为4.69,高原峡谷区为9.52。从2015年村域贫困发生率影响因素看,研究区整体的行政村所属县域GDP、平均海拔、耕地比例和村通广播电视率的决定力q值分别为0.28、0.25、0.19和0.18,村人均纯收入与所属县域GDP的交互q值最大,为0.37。喀斯特高原槽谷区主要受村人均纯收入、园地比例、距省道距离和耕地比例等因子的影响,决定力q值分别为0.16、0.18、0.12和0.1。喀斯特高原山地主要受村域平均坡度、耕地比例、村域内危房户占比和村人均纯收入的影响,决定力q值分别为0.19、0.15、0.11和0.11。喀斯特高原峡谷区主要受村域内公共服务点数量、村集体经济收入、饮水安全困难户占比、到县政府驻地距离等因子的影响,决定力q值分别为0.13、0.1、0.1和0.1。综上,喀斯特高原山地区农村贫困主要受自然环境条件的限制,高原槽谷区主要受经济与资源条件限制,高原峡谷区主要受公共服务设施的限制。（3）喀斯特地区贫困村的石漠化发生率与贫困发生率在地理分布上有很大的相关性,随贫困程度的增加,石漠化规模越来越大。大部分村域的石漠化发生率与贫困发生率处于较低水平,整体呈现较高水平耦合等级和高度耦合协调类型。石漠化与贫困的耦合协调度分析结果表明,喀斯特地区石漠化与贫困的耦合关系表现为低水平耦合、磨合阶段和高水平耦合三种类型,大部分村落的石漠化与贫困耦合等级为高水平耦合,喀斯特高原槽谷区与喀斯特高原山地区石漠化与贫困耦合协调性相似,与喀斯特高原峡谷区石漠化与贫困的耦合协调等级差异较大,驱动因素也不同。石漠化与贫困耦合度受坡度和降雨量等自然环境影响,且坡度、降雨量越大,耦合度越低。分地貌区看,经济发展维度对喀斯特高原山地区和峡谷区的石漠化与贫困耦合度影响不显着,但在高原槽谷区,仅受经济维度的显着影响,喀斯特高原山地区受自然环境和资源禀赋的影响,且自然环境为负相关,资源禀赋中除村域人均耕地面积外,均为正相关。喀斯特高原峡谷区受村域海拔和坡度的负向影响,受耕地比例和人均耕地面积的正向影响。村域是解决区域石漠化与贫困问题的有效战场和有力对象,开展村域尺度的石漠化与贫困耦合机理研究成果,能够更加有效的指导区域实践。（4）基于石漠化环境与贫困的耦合机理,研发了石漠化环境相对贫困识别技术、无-潜在石漠化环境与贫困协同治理技术、潜在-轻度石漠化环境与贫困协同治理技术和中-强度石漠化环境与贫困协同治理技术,并对取得成果进行示范验证。构建的相对贫困人口识别指标体系实现了相对贫困家庭和区域相对贫困程度的精准有效识别,石漠化与贫困协同治理模式推广技术和诊断技术,能有有效促进治理模式在县域尺度的推广示范,以“成效评价—贫困诊断—诉求分析—路径谋划”为主线构建的石漠化与贫困协同治理模式诊断的技术,能够较好的实现石漠化综合治理示范区成效评价、问题诊断、病因分析与路径谋划。未来应以建设生态产业的纵向和横向延伸的产业化工程为目标,构建石漠化地区农户参与式生态产业经营模式,进而实现石漠化地区的乡村振兴。
陈玥[2]（2021）在《中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性评价与保护策略 ——以施秉、荔波-环江为例》文中认为中国南方喀斯特世界遗产地拥有无可比拟的自然美和地貌学价值,IUCN明确提出重点关注世界自然遗产地生态系统服务。世界自然遗产作为人类最宝贵的财富应该被保护起来,但旅游业的快速发展威胁遗产地的生态安全。生态脆弱性评价是实现遗产地生态保护的有效措施,对维护遗产地自然景观完整性与人地和谐具有重要意义。根据地理学、生态经济学、遗产保护学、人地协调发展、生态经济平衡、遗产开发与生态保护协同理论,针对喀斯特世界遗产地生态脆弱性特征、生态脆弱性时空演变和保护管理等科学问题,在代表中国南方喀斯特世界遗产生态环境总体结构和保护管理基本现状的贵州省选择施秉白云岩喀斯特与荔波-环江石灰岩喀斯特为研究区,通过对遗产地野外考察和资料收集,运用模型构建、层次分析、熵权法等研究方法,围绕生态压力、生态状态、生态响应三个方面进行系统研究,重点阐明自然环境因素、人为活动因素与生态脆弱性的联系,构建适用于喀斯特世界遗产地的生态脆弱性评价指标体系,揭示喀斯特世界遗产地生态脆弱性特征、动态演变及其机制,提出生态保护管理策略,为中国南方喀斯特世界遗产地生态环境保护与旅游资源可持续发展提供科学参考。（1）2010至2020年,施秉遗产地生态压力得分整体上呈现逐渐降低的趋势,由0.07减少到0.04;而荔波-环江遗产地生态压力得分增大,由0.24增加到0.26,这主要由荔波-环江遗产地较高的污染压力和旅游压力所致:2010至2020年,荔波-环江遗产地污染压力得分由0.06增加到0.08,旅游压力得分由0.10增加到0.13,污染压力和旅游压力对生态脆弱性综合评分贡献度增大。遗产地周边居民使用的化肥农药成为环境污染的重要因素,在水循环的作用下流向遗产地及其周边地区,导致植被死亡、植被覆盖度降低、生物多样性受到威胁。旅游开发活动加重遗产地生态环境负担,旅游设施的修建对地表植被的破坏难以修复,旅游道路的地表硬化使得土壤透水透气能力减弱,雨水的下渗速率降低,容易在雨季导致低洼处积水,对植被的生长产生威胁。（2）2010至2020年,施秉、荔波-环江遗产地生态状态得分呈现逐渐降低的趋势,施秉遗产地生态状态得分由0.30减少到0.18,荔波-环江遗产地生态状态得分由0.18减少到0.05:植被、土地、气候是反映生态系统状况的直观因素,人类活动对生态环境的影响涉及到整个地球圈。2010至2020年,施秉、荔波-环江遗产地气候状态、土地状态、植被状态得分均呈下降趋势,表明遗产地生态环境好转,生态系统稳定性增加;而施秉、荔波-环江遗产地土壤状态得分变化趋势不明显,表明遗产地土壤状况较为稳定。（3）2010至2020年,施秉、荔波-环江遗产地生态响应得分均逐年减小,施秉遗产地生态响应得分由0.22减少到0.10,荔波-环江遗产地生态响应得分由0.12减少到0.06:2010至2020年,施秉、荔波-环江遗产地管理措施和植被恢复得分均呈下降趋势,表明管理机构对遗产地生态环境的保护和管理有所加强和重视。外界干扰超过生态系统的最大承受能力时,生态系统自我调节能力降低,生态环境显现脆弱性特征,很难恢复到原始状态,若不加以人为保护措施的干预,生态环境可能会持续恶化。施秉、荔波-环江遗产地内各景区的游客量不一,生态环境受到破坏的程度不同。遗产地管理机构应严格进行管理保护,定期进行生态环境评估,实行轮流开放制度让生态环境脆弱程度高的景点进行生态恢复。（4）2010至2020年,施秉、荔波-环江遗产地的生态脆弱性指数均逐渐降低,施秉遗产地生态脆弱性指数由0.59减少到0.32,荔波-环江遗产地的生态脆弱性指数由0.55减少到0.37,生态脆弱程度均呈现中度-轻度-轻度的转变,表明施秉、荔波-环江遗产地生态脆弱程度减弱,生态环境好转:生态脆弱性是生态系统的内在属性,与自身的调节能力和外界干扰有关,在一定压力下逐渐显现脆弱性特征。喀斯特世界遗产地因其先天脆弱性和外界干扰而呈现不同级别的脆弱性特征,在对施秉、荔波-环江遗产地的生态脆弱性特征、动态演变及其机制进行研究分析的基础上,提出了施秉模式、荔波模式和环江模式的生态保护管理策略。未来可借助3S技术手段研究遗产地内各功能分区的生态脆弱性,进一步优化喀斯特世界遗产地评价指标体系及研究方法,完善喀斯特世界遗产地不同功能区的生态保护策略制定。
王子羿[3]（2021）在《重庆市生态脆弱性与经济贫困关联性研究》文中研究指明生态环境是人类赖以生存和经济社会发展的重要前提和根本基石。随着经济水平的提高和城镇化进程的逐步加快,大规模的工业建设和人口压力日益增加,水土流失、土地沙化、石漠化、生态系统质量差等生态环境问题依然严重。十九大报告指出“坚持人与自然和谐共生”,意味着我们要建设的现代化是人与自然和谐共生的现代化,为未来中国的生态文明建设和绿色发展指明了方向、规划了路线。《中国农村扶贫开发新纲要（2011-2020年）》提出“坚持扶贫开发与生态建设、环境保护相结合,促进经济社会与人口环境相协调”的理念,但是经济贫困地区往往又是生态脆弱性较强的地区,这些地区不仅承担着生态保护的任务,而且还长期面临限制开发和经济落后的双重压力。本研究在梳理国内外研究进展和相关理论的基础上,对生态脆弱性和经济贫困进行了概念界定,经济贫困具体是指某一区域综合经济发展水平较低,导致区域发展相对滞后。本文以地跨秦巴山区和武陵山区两个集中连片特困地区的重庆市为研究区,并结合其自然生态状况和经济发展特点,在可持续发展理论的基础上,对生态脆弱性与经济贫困进行测度,刻画出两者时空分布特征,并进一步对两者耦合关系进行研究,为研究区生态和经济协调发展提供相关政策建议,以期促进两者的可持续健康发展。首先,运用RS、GIS技术对研究区高程数据、气象数据、土地利用数据等多种数据加以处理,根据SRP模型从生态敏感性、生态恢复力和生态压力度三个方面选取高程、坡度、年均气温、植被覆盖度、人口密度等10项指标构建重庆市生态脆弱性评价指标体系,结合改进后的熵权法与生态脆弱性模型得到重庆市及各区县的生态脆弱性指数并对其进行时空特征分析,掌握了研究区生态脆弱性时空分布特征和变化规律;其次,从社会和经济两个维度选取第三产业占比、农村常住居民人均生活消费支出、人均农作物播种面积、每万人拥有医疗机构床位数、18-59岁人口比重等14项指标构建重庆市经济贫困评价指标体系,基于Arc GIS、Geo Da等软件平台,运用经济贫困指数计算方法、探索性空间数据分析方法等方法,探索并剖析了重庆市及各区县经济贫困指数的时空分布特征及集聚程度,深入掌握了研究区经济贫困情况;最后,在生态脆弱性和经济贫困分析的基础上,运用耦合度和耦合协调度模型进一步探究两者之间的耦合关系并提出优化调控政策。本文的主要结论如下:（1）重庆市生态脆弱性指数在研究时段内总体呈现降低趋势,生态质量逐渐向良性发展,但各区县生态脆弱性在空间分布上差异明显,总体呈现中间高四周低的特征。生态脆弱性等级由2014年的重度脆弱转变为2018年的轻度脆弱;2014-2018年内各区县下降幅度最大的前5名分别是秀山县、城口县、梁平区、开州区和垫江县。研究区各区县生态脆弱性空间差异明显,研究结果显示,生态脆弱性较高的地区主要为中心城区,2014年、2016年和2018年生态脆弱性指数最高的区县始终为九龙坡区、大渡口区、沙坪坝区、南岸区和江北区。（2）重庆市经济贫困指数在研究时段内总体呈现降低趋势,经济发展水平逐步提高,但各区县下降幅度不同,经济贫困指数较高的区域主要集中在渝东北和渝东南地区且该区域集聚程度高,其分布呈现东北和东南高,其他区域低的特征。重庆市经济贫困指数得分水平总体呈现逐年递减趋势,由2014年的22.6162下降至2018年的17.4656,将研究时段内经济贫困指数进行差值运算,发现2016-2017年下降幅度最大,达到1.4227;但不同区县之间的下降幅度略有所差异,经济贫困程度相对较高的地区一般都会出现在渝东南和渝东北地区;研究区内空间集聚特点明显,但研究期间空间集聚程度缓慢下降,高-高值集聚区主要遍及渝东北、渝东南地区,低-低值的集聚区主要遍及中心城区及其周边区县。（3）在研究时段内,重庆市生态脆弱性与经济贫困低程度（低度耦合、中度耦合）耦合类型增加,高程度（高度耦合、极度耦合）耦合类型减少;协调类区县数量减少,失调类区县数量增多,呈现以中心城区为核心呈半环状由内向外依次为“失调-协调-失调”的空间分布格局。研究结果显示,低度和中度耦合类型的区县数量由2014年的16个逐渐增加至2018年的21个,主要分布在重庆市中心城区、渝东北和渝东南三个地区,高度和极度耦合的类型区县数量由2014年的21个大幅减少至16个,主要集中在渝西及其中心城区周边地区;在重庆市各个区县2014-2018年耦合协调度类型中,协调类区县的数量由21个减少至18个,失调类的数量由16个增加至19个,其中,协调类区县主要遍及重庆市中心城区周边地区,失调类区县主要遍及重庆市中心城区、渝东北和渝东南三个地区。具体来看,协调同步型区县由4个增加至6个,协调经济滞后型区县由12个减少至8个,协调环境滞后型区县由5个减少至4个,失调共损型区县由2个减少至0个,失调环境受损型区县由7个增加至8个,失调经济受损型区县由7个增加至11个。（4）本文对不同耦合协调差异类型提出不同的发展建议:协调经济滞后型和失调经济受损型应加强地区特色产业体系、合理优化配置资源和加强基础设施建设、发展特色新兴产业;协调环境滞后型和失调环境受损型应发展新型绿色生态现代农业、建立资源环境保障机制和加强政府监管、优化产业结构。
张妤[4]（2021）在《大连核心城区开放空间水适应性与优化策略研究》文中指出作为城市雨洪管理研究的热点领域,城市各类开放空间的水适应性机制与优化可为城市生态文明建设提供参考依据,对于提升城市公共空间雨洪韧性、促进其水文生态功能的有效发挥具有重要价值。本研究以大连核心城区开放空间的水文结构特征为研究对象,依据公园、广场及场地、街区、其他共享空间（街道共享空间、绿道等）四种类型,综合运用格局指数方法、空间统计学方法、地形位指数方法对其三维空间形态与分布特征进行定量描述与分析;通过获取不同地形梯度典型空间下垫面植被截留与地表渗透性参数,模拟研究区城市地表径流过程,进而运用雨水径流调节服务供需测算途径对开放空间水适应性进行评估分析,揭示研究区开放空间水适应能力与主控因子,提出针对性优化建议,为城市开放空间低影响开发建设提供思路。主要研究结果如下:（1）研究区开放空间格局分布受城市空间结构、空间类型与属性、地形地貌影响明显,公园、其他共享空间为其主要景观类型。植被覆盖率及各类型空间分布尚不均衡,呈现出明显的聚集特征。依托自然山体与植物群落,开放空间的植被覆盖率自南向北逐渐减少。开放空间地形变化较大,公园和其他共享空间主要分布在中坡和陡坡,广场和街区主要分布于平地与缓坡。地形位指数最大值出现于公园,其他共享空间在低地形位上的分布优势最明显。开放空间的分布不均、北部自然植被的天然不足、地形的丰富多变增加了研究区开放空间雨水径流的流量、流速控制难度。（2）75%开放空间的土壤容重超过1.3g/cm3,土壤倾向于粘质土,空隙偏少,且土壤水分含量与持水量普遍偏低。四种开放空间土壤的稳渗率依次为公园>广场及各类场地>街区>其他共享空间,且均呈现出初始渗透率>平均渗透率>稳定渗透率的规律。公园、其他共享空间在不同地形位指数下的初始渗透率、平均渗透率还有稳定渗透率以及不同坡位下的初始渗透率都呈现出相同的变化规律。除地形以外,土壤容重、含水量、非毛管孔隙度也是影响开放空间土壤入渗性的主要因素,土壤容重、土壤含水量与土壤入渗速率呈负相关关系,土壤非毛管孔隙度与土壤入渗速率呈现正相关性。（3）不同降雨强度下开放空间径流调节服务的空间格局较为相似,变化集中于一些较小斑块。由城市东南部丘陵地带向西、北部推移,地势趋于平坦,开放空间密度下降,服务响应随之下降,水适应性逐步降低。在暴雨情境下,城市中部纵向廊道上的开放空间服务等级多有下降。城市公园与其他共享空间的径流调节服务响应均呈现由东向西逐渐下降趋势,城市广场及各类场地则呈现出北低南高的分布特征。街区的服务响应预算总量普遍偏低,雨水适应性较差。开放空间水适应性整体表现为东部好于西部,内陆好于沿海,城市公园与其他共享空间响应好于广场和各类街区。开放空间分布、地形、植被覆盖、排水设施是影响大连核心城区开放空间水适应性的主要因素。（4）针对上述研究结果,从空间分布、土壤入渗特性、径流调节服务3个方面提出了优化建议与管控策略。空间分布方面建议完善景观格局,均衡植被覆盖,顺应地形因子。结合土壤入渗生境特征建议构建主导促渗型、主导截留型两种适水型植被群落模式,并依据土壤地形位指数的入渗分区进行植被群落模式选择。综合径流调节服务评价,建议四种空间单元实施分类优化。水适应性较好区域,加强构筑山林空间水生态保护红线;水适应性适中区域,加强构建合理的水资源生态网络,水适应性较弱区域,弥补服务供给缺口,加强形成水生态补偿机制;水适应性差异较大区域,改善空间服务均衡与连通性,同时加强城市土壤改良、排水管网升级和低影响开发设施的构建。
文斌[5]（2020）在《湘西州传统村落景观及形成机制研究》文中研究说明地处武陵山脉腹地的湘西土家族苗族自治州（以下简称湘西州）,其丰富多元的地理环境、曲折跌宕的社会变迁、广泛深远的民族交流、崇神信鬼的宗教信仰,决定了散落其间的传统村落景观特征不同于其他地区。作为湘西独特自然、社会、政治和谐共生产物的传统村落,是我国农耕文明留下的重要遗产,在快速城镇化的冲击下正面临景观特质流失和重塑的困境,而针对该地区的传统村落景观研究方法较为缺乏,理论研究体系较为薄弱。基于此,本文尝试从风景园林学视角出发,以湘西州传统村落为研究对象,以“样本—形式—要素—因素—语境”为研究框架,辅以文献考证、田野调查、统计分析等方法,通过“人—地”“人—人”“人—神”三层关系的探究,从自然、社会、精神三方面,系统解读了湘西州传统村落景观及内在的形成机制与逻辑,丰富了风景园林学在传统村落尺度上的应用研究,构建了传统村落景观研究基础理论体系,为我国其他少数民族传统村落景观研究提供理论支撑。绪论部分是理论准备,对选题背景、研究目的、研究对象、论证结构、研究框架等进行了阐释,梳理了国内外的相关研究成果,明确了研究对象、研究内容和研究范围,尤其对样本取样的原则和论证结构做了叙述,此为样本的确定（第一章）。接着,从湘西州的地理区位、自然资源环境、人文经济环境和区域社会变迁四个方面建构了湘西州传统村落景观形成的语境（第二章）;然后从人地关系、人人关系、人神关系三个层面对湘西州传统村落景观的要素与形式进行分析,将传统村落景观看作一个多层要素子系统的叠加,从农田系统、水系统、林地系统、居住系统、防御系统、道路交通与公共空间系统、祭祀系统等多个要素入手,阐释传统村落人们如何开展生产、组织生活、精神信仰（第三、四、五章）;在此基础上,从自然、社会、经济、政治、宗教等因素阐明了村落景观形成的背后原因,深入剖析了湘西州传统村落景观形成机制,总结了传统村落景观生成的内在规律（第六章）。主要研究结论如下:（1）“人地—人人—人神”三个关系范畴可体系化解析传统村落景观,分别反映在生产劳作景观、聚居生活景观、精神信仰景观上;（2）湘西州传统村落具有多层次多要素的景观特征,形成了“曲直相宜、随形就势”的农田景观,“巧用地形、凿壁开渠”的水利景观,“自然天成、按需演进”的林地景观,“隐蔽内敛、实用质朴、因地制宜”的居住景观,“多层结构、戒备森严、暗藏玄机”的防御景观,“随形就势、布局紧凑、巧用石材”的道路交通和公共空间景观,“崇巫信鬼、神秘玄妙”的傩神祭祀景观,“巧于因借、以山寄情”的圣山祭祀景观,“天人互动、调适冲突”的白帝天王祭祀景观;（3）湘西州传统村落景观体系是自然、社会、精神崇拜共同作用的结果,林地系统、农田系统、水系统是人类对自然改造与适应的结果,居住系统、防御系统、道路交通与公共空间则是人类社会组织生活的结果,祭祀系统则是精神崇拜的结果;（4）“样本—形式—要素—因素—语境”建立起了从微观样本到宏观语境的关联,构建了传统村落景观的理论研究框架。
赖芳[6]（2020）在《大渡河中下游沿岸生态环境脆弱性时空分布及地质影响因素研究》文中认为生态环境是人类赖以生存发展的前提和基础。在当前气候变化程度和人类活动强度加剧的双重压力下,全球面临着日趋严重的生物多样性减少、土地荒漠化、森林植被破坏、水资源危机等资源环境问题,给可持续发展带来重大挑战。我国是世界上生态脆弱区分布面积最大、脆弱生态类型最多、生态脆弱性表现最明显的国家之一。生态环境脆弱性研究已成为当前可持续发展领域的热点问题,对生态环境脆弱性及其地质影响因素开展研究,可以从地球系统科学研究角度更加深入全面地认识生态环境,从而科学应对全球环境变化带来的风险,促进人地关系和谐发展。大渡河流域地处青藏高原东南缘向四川盆地西缘山地过渡地带,它是长江、黄河的上游及成都平原的重要水源涵养区,该流域跨越两个一级大地构造单元,其上游位于松潘-甘孜造山带,中下游位于扬子陆块。大渡河流域属于我国五大生态脆弱区的西南山地区,地质地貌复杂,气候类型多样,地质灾害易发频发,是气候和生物响应的敏感地带,是进行脆弱性分布以及控制其分布因素研究的天然实验区。科学认知大渡河流域生态环境脆弱性时空分布特征和影响因素对川西生态保护具有重要意义。目前专家学者对大渡河流域的研究主要存在于河流地貌、地质构造、地质灾害、气候变化等方面,对其生态环境脆弱性研究还不够深入,尤其是从地质学角度解释生态环境脆弱性影响因素的研究更为缺乏。本研究以大渡河中下游沿岸作为研究区,首先对生态环境、地质环境、生态环境脆弱性等概念及其内涵进一步阐述,基于地质学、地理学、生态学、数学等多学科理论知识与方法,结合地理信息空间分析技术,建立研究区生态环境脆弱性评价模型,开展研究区生态环境脆弱性评价及时空变化分析。在此基础上,针对研究区地质环境中的主要地质因素,构建生态环境脆弱性与地质因素的关联规则,采用定性与定量的方法,探索影响研究区生态环境脆弱性的主要地质因素。本研究为大渡河流域生态环境保护和建设提供决策依据。本论文取得的主要研究成果如下:根据研究区生态环境实际情况,参考已有生态环境脆弱性指标体系,选取高程、坡度、植被盖度、土壤可侵蚀K值、经济等9个因子建立了研究区评价指标体系。引入投影寻踪模型和GIS技术对研究区2000年和2015年生态环境脆弱性进行了评价,得到重度脆弱、中度脆弱、轻度脆弱、微度脆弱和潜在脆弱五个等级的分区。按照重要性、对应性、可行性的原则,从地质建造和地质构造两方面着手,选取岩性和断层两类因素,确立了岩类、岩石坚硬程度、断层密度、距断层距离、断层走向五个维度,采用相关标准和自然断点法等方法筛选出26个地质因子。引入粗糙集模型做为生态环境脆弱性与地质影响因素的关系模型,进行脆弱性等级分区与地质因子的关联性研究。结果表明:研究区生态环境脆弱性主要与岩类,岩石坚硬程度,断层密度（m/km2）,距断层距离（m）,断层走向具有关联性。并且发现这些地质因子对研究区生态环境脆弱性的影响程度排序为:岩类>岩石坚硬程度>断层密度>距断层距离>断层走向。
张俞[7]（2020）在《喀斯特石漠化乔灌草修复机制与高效特色林产业模式研究》文中研究表明中国南方喀斯特石漠化地区面临着人地矛盾突出、植被退化严重、次生林分结构缺失、物种多样性低、稳定性差、生态经济功能低效等问题。乔灌草植被修复与林产业是石漠化综合治理的重要组成部分,在遏制石漠化发生、控制水土流失、维护脆弱生态系统稳定、保护物种多样性和提升经济水平等服务功能方面有着举足轻重的作用,对推动石漠化地区的生态重建与社会经济发展具有重要意义。根据地理学综合性与区域性的特点,结合人地关系协调发展、物种多样性、因地制宜、乔灌草对位配置可持续发展、多角度多领域养分平衡、植物群落演替、功能性状的权衡及对位配置等理论,2016-2020年,在代表南方喀斯特石漠化生态环境类型总体结构的贵州高原山区,选择毕节撒拉溪、关岭-贞丰花江、施秉喀斯特为研究区,通过60个试验样地连续定位观测、71个优势种环境要素与植物性状数据进行采集与测试,围绕石漠化治理中乔灌草修复与高效特色林产业基础前沿研究、共性关键技术研发、应用示范与产业化推广进行全链条设计、一体化部署、分模块推进研究工作。重点从植被物种多样性与功能性状、高效特色林适应策略与生态服务功能、林产业模式与技术集成、应用示范和验证推广等方面进行系统研究,以期为国家石漠化治理工程提供科技参考。（1）探讨了物种和群落两个级别植物生理结构随石漠化等级的变化规律,阐明了植物多样性与功能性状特征,阐明了不同石漠化环境下植物群落结构、多样性和功能性状的差异及其对植物叶片-凋落物-土壤的养分的运移分配的影响。随着石漠化等级的降低物种多样性越高,群落立体性结构越明显。功能性状中乔木、灌木干物质含量高,抵御外界环境变化的能力强,草本植物更适合作为群落结构配置过程中的林下物种,其比叶面积277.18 cm2·g-1要高于乔木153.78cm2·g-1、灌木108.85 cm2·g-1两个演替阶段,具有较高的光补偿能力和生长速率,较低的强光耐受能力。与全球植物叶片养分含量相比较,石漠化地区植物叶片有较强的C储存能力(482.31 mg·g-1),表现为N缺乏而P充足。石漠化土壤变异性较高,中度以上石漠化环境土壤有机质分解和矿化速率较高,其养分含量低于植物叶片和凋落物。对比分析发现,无-潜在石漠化环境植物表观量子效率0.17 mol·mol-1要高于其他两个示范(0.054 mol·mol-1),这是植物生长的优势,林下植物在弱光环境中光合潜能高,光利用能力和制造有机能力强。潜在-轻度石漠环境乔木林植物生长优势是对光的利用范围广,具有高光饱和点和低光补偿点,对强弱光的适应能力强。有利于揭示石漠化环境植物群落生态过程及养分循环修复机理。（2）探讨了物种和群落变化规律的驱动因素,揭示基于物种多样性的高效特色林适应策略与生态系统服务功能,得出土壤环境因子对土壤酶、植物功能性状、养分运移的驱动机制,利用结构功能性状提出权衡策略和服务功能调控策略。土壤酶对石漠化程度响应方式不同,无-潜在石漠化环境影响酶活性的主导环境因子为SOC、TN、C:P、N:P;潜在-轻度石漠化主导环境因子为pH、TP;中度-强度石漠化主导环境因子为C:N、N:P、TN,各因子对土壤酶活性的影响存在功能冗余,部分酶活性因素受多个环境因子叠加影响。土壤环境因子影响植物功能性状驱动机制不同,无-潜在石漠化环境主控环境因子是SWC和TN;潜在-轻度石漠化主控环境因子为SWC、TN、N:P;中度-强度石漠化主控环境因子为SWC和SOC。土壤环境因子对植物养分的吸收驱动机制不同,无-潜在石漠化环境影响植物化学计量的主要驱动因子是C:P、N:P、TP;潜在-轻度石漠化影响植物化学计量的主要驱动因子为pH、TP、C:P、SOC;中度-强度石漠化影响植物化学计量的主要驱动因子是C:P、TP、C:N、SWC。因此,在石漠化治理中需要对主控因子进行施肥管理和养分运移保护。结构性状与生理性状间存在相关性,验证了叶经济谱的存在。71种不同功能型物种通过叶片性状间的权衡采取不同的环境适应策略。乔木树种多为缓慢投资-收益型物种,灌木多为快速投资-收益型物种。一般快速投资开拓性策略主要用于投资生长速率和获取能力快的物种;缓慢投资保守性策略主要用于投资养分储存效率的植物。将71个物种水源涵养和土壤保育性能进行排序发现乔木功能性状较高,灌木次之,草本最低,最后根据服务功能性状建造了12个功能群及调控策略。这对揭示生态过程及运作机制、预测群落演替趋势、提高整体服务性能具有重要意义。（3）根据高效特色林适应策略与生态系统服务功能,构建了不同石漠化环境乔灌草植被修复与高效特色林产业模式,研发了共性关键技术,集成无-潜在、潜在-轻度、中度-强度石漠化环境生态修复与林产业技术体系。根据权衡策略和服务功能调控策略,在毕节撒拉溪构建了喀斯特高原山地潜在-轻度石漠化生态修复保护与高效特色林产业复合经营模式,关岭-贞丰花江研究区喀斯特高原峡谷中-强度石漠化生态修复与高效特色林产业循环经营模式,施秉喀斯特研究区喀斯特山地峡谷无-潜在石漠化生态保护与高效特色林产业持续经营模式,分别简称为“毕节模式”、“关岭-贞丰模式”和“施秉模式”。在模式中对现有成熟技术进行总结,研发了石漠化地区特色经济林种子贮存及处理、施肥管理、修枝整形、果实加工贮存、林间套种、衍生产业开发及可持续发展、乔灌草物种多样性维持、植物功能性状监测、植物功能群建造技术和功能性状调控等共性关键技术及技术体系。针对无-潜在、潜在-轻度、中度-强度石漠化环境,提出了乔灌草立体配置、群落功能组合、规划诱导自然修复、特色经济林产业开发、林下养殖、权衡策略建造等技术集成。（4）构建的植被修复与林产业模式具有可操作性,应用示范效果良好,可起到示范引领作用,毕节模式、关岭-贞丰模式和施秉模式最适宜推广面积主要分布在南方石漠化地区,分别占南方8省区总面积的9.89%、5.26%和8.95%。2016年以来,在毕节撒拉溪、关岭-贞丰花江和施秉喀斯特三个研究区实施乔灌草植被修复与高效特色林产业模式应用示范,共计20个示范点,面积达到223 hm2,树立了治理典范,得到了百姓的广泛认可和积极响应,生态、社会、经济效益得到了提高,2016-2020年植被覆盖率提高了4.77%,保土5 913.00 t/y,保水46 644 m3/y,经济林收入达到1 990.5万元/y,有效促进了石漠化植被修复及林产业化发展。通过GIS指标分级与权重计算、ArcGIS栅格数据空间分析,建立了海拔、降水、平均气温、坡度、人均GDP、人口密度、石漠化等级、土地覆盖、土壤类型、岩性等评价指标,对模式进行推广适宜性评价。结果显示在中国南方喀斯特8省区195.37×104 km2的面积上,毕节模式最适宜、较适宜、基本适宜、勉强适宜和不适宜推广面积分别为19.12×104 km2、36.17×104 km2、41.28×104 km2、51.72×104 km2、47.08×104 km2;关岭-贞丰模式分别为10.17×104 km2、31.14×104km2、46.13×104 km2、59.65×104 km2、48.28×104 km2;施秉模式分别为17.30×104km2、36.47×104 km2、48.27×104 km2、56.45×104 km2、36.88×104 km2。
陈展图[8]（2020）在《生态安全和粮食保障双约束的休耕空间分区研究 ——以石漠化区砚山县为例》文中提出休耕是保护和修复耕地生态环境、维持和提升耕地地力、调整农业结构的一种耕作方式。长期以来,在世界第一人口大国和粮食安全的“双重高压”下,我国耕地资源开发利用强度过大,严重制约着耕地的可持续利用和农业的可持续发展。尽管中国历史上建立了一套用地养地相结合的耕作制度,但现代休耕制度的建设起步较晚,休耕的许多问题亟待深入研究。近年来,我国农业资源环境透支严重、粮食供需结构性矛盾突出,以及农业供给侧结构性改革和生态文明建设对耕地利用与保护提出了新要求。在此背景下,党的十八届五中全会首次提出“探索实行耕地轮作休耕制度试点”的重大决策部署。习近平总书记在《关于〈中共中央关于制定国民经济和社会发展第十三个五年规划的建议〉的说明》中指出,“在部分地区实行耕地轮作休耕,既有利于耕地休养生息和农业可持续发展,又有利于平衡粮食供求矛盾、稳定农民收入、减轻财政压力”,同时指出“要以保障国家粮食安全和不影响农民收入为前提”。2016年6月,农业部等十部委联合印发《探索实行耕地轮作休耕制度试点方案》,中国正式开启耕地休耕制度的探索和建设,并于当年在全国开展休耕试点7.73×104 hm2（116万亩）。石漠化区的云南省砚山县是国家首批休耕制度试点县,2016年休耕试点面积666.67hm2（1万亩）,2017年增至1333.33 hm2（2万亩）,云南省则增至13333.33 hm2（20万亩）。随着石漠化区休耕试点工作走向深入,对于选择哪些耕地进行休耕、如何确定休耕规模、如何分区分类实施休耕等一系列理论和实践问题的研究和解决变得日益迫切。石漠化区是我国典型的生态脆弱区,也是我国重要的生态屏障。该区生态保护和粮食保障矛盾突出,耕地长期处于高强度、超负荷利用状态,得不到休养生息,且已有的石漠化治理措施并未有效降低耕地利用强度,因此,石漠化区传统的耕地利用方式和治理方式未能从根本上实现耕地保护转型。休耕使耕地暂时退出生产领域,进行积极的休养生息,休耕结束后重新投入生产,是实现“藏粮于地”战略的重要手段,是维持石漠化区生态安全和粮食保障的平衡点。当前,我国休耕实行的是“中央统筹、省级负责、县级实施”的工作机制。但由于县级尺度研究的不足,给“县级实施”的休耕机制造成很多障碍,石漠化区在“县级实施”的过程中就暴露出休耕耕地选择的科学性、休耕规模的确定性、休耕政策的精准性不足等问题。同时,国家明确实行休耕要以保障国家粮食安全和不影响农民收入为前提。因此,休耕既要以生态安全、保护和修复耕地生态为前提,又不能威胁区域粮食保障。本研究以石漠化区国家休耕制度试点县——砚山县为研究区域,以生态安全为视角,对砚山县25°以下的耕地地块进行休耕迫切度评价,以明确每块耕地休耕迫切情况;进而构建休耕规模预测模型,预测粮食保障约束下研究区2020年的休耕规模;最后将基于生态安全的休耕迫切度和基于粮食保障的休耕规模进行统一,从乡镇和村两个层面进行休耕空间分区,实现对砚山县休耕区域空间的优化,为石漠化区休耕试点和制定休耕规划计划提供决策参考。本文的主要内容与研究结论如下:（1）以生态安全为视角,基于脆弱性域图（Vulnerability Scoping Diagram,VSD）和压力—状态—响应（Pressure—State—Response,PSR）评价模型,从生态脆弱性和人地协调性两个维度,从暴露度（E）、敏感度（S）、耕地压力（P）和休耕响应（R）四个方面构建砚山县耕地休耕迫切度评价指标体系,建立综合评价模型,依托ArcGIS平台,对砚山县25°以下的36806个耕地图斑进行休耕迫切度测算,并根据测算结果按照自然间断点分级法分为5个等级。其中,综合得分在0.19660.2905为“不迫切”等级,面积9188.77 hm2,占耕地总面积的6.96%,图斑5818个,占图斑总个数的15.81%;综合得分在0.29050.3375为“一般迫切”等级,面积28725.13 hm2,占耕地总面积的21.76%,图斑9713个,占图斑总个数的26.39%;综合得分在0.33750.3830为“比较迫切”等级,面积48786.89 hm2,占耕地总面积的36.95%,图斑10406个,占图斑总个数的28.27%;综合得分在0.38300.4333为“非常迫切”等级,面积36456.37 hm2,占耕地总面积的27.61%,图斑7763个,占图斑总个数的21.09%;综合得分在0.43330.6214为“极度迫切”等级,面积8862.34 hm2,占耕地总面积的6.71%,图斑3106个,占图斑总个数的8.44%。结果表明,比较迫切、非常迫切和极度迫切三个等级共计94105.60 hm2,占全县耕地面积比重达71.28%。因此,砚山县耕地生态状况相对而言较为严峻,休耕迫切性较强,且应首先休耕生态脆弱、耕地本底条件差的耕地,同时兼顾农户休耕响应等社会经济因素。耕地休耕迫切度评价能有效提高休耕地选择的客观性。（2）以县域粮食保障为约束,综合考虑人口数量、粮食单产、复种指数、粮播比、粮食自给率、人均粮食需求量等因素,构建研究区目标年耕地保有量预测模型和休耕规模预测模型。根据时间序列数据,运用GM（1,1）灰色模型和5种线性回归模型（指数回归、一次线性回归、对数回归、二次多项式回归和幂回归）分别对研究区目标年人口数量、粮食单产、复种指数和粮播比进行预测,结果分别为514882人、3988.20kg/hm2、234.83%和43.00%;结合已有研究成果,对粮食自给率设置低自给率（80%）、中自给率（90%）和高自给率（100%）3档,对人均粮食需求量设置低需求（500 kg/人）、中需求（550 kg/人）和高需求（600 kg/人）3档,得到9种情景下研究区目标年的耕地保有量和可休耕规模,其中,低自给率、低人均粮食需求情景下可休耕规模为80878.57 hm2,占全县耕地面积的61.26%;高自给率、高人均粮食需求情景下可休耕规模为55308.09 hm2,占全县耕地面积的41.89%。综合来看,研究区可休耕规模为55308.09 hm280878.57 hm2,占全县耕地总面积的41.89%61.26%。因此,休耕试点不会对砚山县粮食保障造成大的冲击,在当前的国家试点规模外,砚山县亦可安排较大规模的自主休耕。此外,结合耕地休耕迫切度,可得到各乡镇（村）的可休耕规模。休耕规模研究打破了休耕指标自上而下单向传递的局限性。（3）考虑在高粮食自给率、高人均粮食需求情景下,将基于生态安全的休耕迫切度和基于粮食保障的休耕规模进行统一,以乡镇和村为单元进行休耕区域空间分区,实现休耕区域空间优化。发展出综合休耕指数（Comprehensive fallow index,CFI）概念,建立综合休耕指数计算模型,通过乡镇（村）休耕迫切度总和、乡镇（村）可休耕面积、乡镇（村）可休耕面积占辖区耕地面积比重3个指标,根据综合休耕指数将研究区划分为优先休耕区、重点休耕区、有条件休耕区、后备休耕区和不休耕区5种类型,针对不同的类型提出差异化的休耕策略。（1）在乡镇尺度,优先休耕区只有维摩乡,重点休耕区包括平远镇、阿猛镇和阿舍乡,有条件休耕区包括八嘎乡、蚌峨乡和稼依镇,后备休耕区包括者腊乡、干河乡、盘龙乡和江那镇。（2）在村级尺度,优先休耕区包括2个村,重点休耕区包括12个村,有条件休耕区包括41个村（社区）,后备休耕区包括35个村（社区）,不休耕区包括8个村（社区）。通过将砚山县2016、2017年休耕试点区域与研究结果进行对比检验,两者有较好的一致性,研究结果可为砚山县休耕规划计划的制订提供决策参考,可为县域实施分区分类休耕、实现精准管理提供方案和策略,提高休耕的空间效率。综合上述研究,休耕迫切度评价、休耕规模预测、休耕区域空间分区是一个逻辑渐进的技术体系。论文的创新点:（1）基于生态安全视角评价了石漠化区地块尺度的耕地休耕迫切度,发展了石漠化区耕地生态安全评价方法,为石漠化区选择哪些耕地休耕、如何确定地块休耕次序提供了可行方法,有效避免了休耕耕地选择的主观性;（2）预测了不同粮食保障情景下的县域可休耕规模,结合休耕迫切度评价结果,反演出各乡镇和村的可休耕规模及其可休耕耕地的空间分布,实现了休耕规模“定量”与休耕耕地“定位”的统一,为进一步修正休耕空间布局提供了思路,为各乡镇和村进行休耕提供了规模依据和空间依据;（3）基于生态安全和粮食保障的双重约束,建立休耕区域空间分区规则,从乡镇和村两级尺度划分不同类型的休耕区域,提出了不同类型休耕区域的休耕策略,解决了休耕地块空间分布与休耕规模相脱离的问题,在一定程度上实现了县域范围内休耕区域的空间优化,为休耕空间分区,以及分区分类施策、实现精准管理提供了方法指引。总的来说,本研究在县域范围内为休耕耕地选择（在哪休耕及其次序）、休耕规模调控（休耕多少）、休耕分区布局（如何分区休耕）提供了可行的方法论,发展了休耕区域空间分区方法,丰富了土地利用分区理论,亦可为县域休耕规划计划的制定和实施提供决策参考。
穆荣钦[9]（2019）在《基于水土保持功能分区的生态脆弱性评价研究 ——以遵义市为例》文中研究说明西南喀斯特地区作为生态脆弱区的典型性代表之一,人地关系矛盾突出,较为恶劣的自然环境制约着当地社会经济的发展。随着社会经济发展的不断进步,人们的社会活动也对生态脆弱性产生了更大的影响。本文基于水土保持功能分区对研究区生态脆弱性评价为研究主题,选取贵州省遵义市为研究对象,借助ARCGIS10.2、ENVI5.1等软件平台,利用遥感调查,数字统计分析,空间叠加分析等方法评价研究区的生态脆弱性并结合水土保持功能区划探讨不同脆弱区,提出水土流失综合防治政策。本文将水土保持功能区划与区域生态脆弱性评价相结合,更加有利于区域水土流失的科学综合防治。两者参与政府管理,明确了水土流失综合防治的重点,在生态安全建设中发挥了重要作用。本研究从水土保持功能要素、自然要素、社会经济要素、水土流失要素四个方面,选取水源涵养区位、城市化率、农业生产方向、水资源总量、生物丰度、多年平均气温、多年平均降水量、平均高程、土壤类型、坡度、植被覆盖度、水土流失面积比、坡耕地面积比、人口密度、人均GDP、人口自然增长率16个评价指标因子,构建遵义市生态脆弱性评价指标体系,对遵义市进行生态脆弱性评价,并用层次分析法确定各子系统以及各评价指标的权重。最终根据各指标的得分值和权重建立研究区生态脆弱性评价模型EVI（生态环境脆弱性指数）,对遵义市生态脆弱性进行评价。主要结论如下:（1）研究区生态脆弱性评价体系中,四个子系统的权重从大到小排序依次为水土流失因素（0.3359）>水土保持功能因素（0.3126）>自然因素（0.1997）>社会经济系统（0.1518）。（2）遵义地区生态脆弱性指数值范围在0.236535-0.804503间,平均值0.686255。根据分级标准,将研究区生态脆弱性划分为五个等级。EVI低于0.40为潜在脆弱区、EVI值在0.40-0.56之间为轻度脆弱、EVI值在0.56-0.65之间为中度脆弱、EVI值高于0.65为重度脆弱。经过计算得出,在遵义市生态环境状况中,中度脆弱面积最大,为11448.92km2,占遵义地区总面积的37.19%;重度脆弱和轻度脆弱区面积较大,分别为10441.33km2和6815.83km2,占区域总面积的33.91%和22.14%;潜在脆弱区面积为2080.79km2,占区域总面积的6.76%。（3）研究区内水土保持功能区生态脆弱性方面,南部低山中山轻度流失人居环境水源涵养区最高,其次按生态脆弱性指数从高到低排序依次为,中西部水质维护及生态维护区、东北部土壤保持区、东部土壤保持区、东南部土壤保持及生态维护区,生态脆弱性指数依次为:0.635219、0.614056、0.575226、0.489576,生态脆弱性最低的功能区为西北部生态维护区,该区脆弱性指数为0.346762。
邢慧敏[10]（2019）在《小流域视角下湖北省生态环境脆弱性研究》文中研究说明人口爆炸及社会生产力的迅猛发展,人类活动对生态系统所施加的压力和影响与日俱增,生态环境问题亦日渐复杂。党的十八大、十九大均把生态文明列为中国特色社会主义事业建设的重要组成部分,承载了中华民族的国际担当和共产党人的民益精神。生态环境脆弱性是产生生态环境问题的重要本底机制,是生态环境研究的重要课题。小流域是完整的生态系统单元,能较好地反映物质、能量的流动和交换及相互作用关系。本文以小流域为视角,探讨湖北省生态环境脆弱性的机理与评价方法,在此基础上为以小流域为基本单元的生态环境综合治理、脆弱生态环境恢复研究提供支撑。湖北省位于我国中部地区,是长江经济带的重要省份,是人类活动影响程度深远的地区,在自然环境和人类活动的叠加影响下,其生态环境脆弱性特征日益明显。湖北省生态环境健康不仅是湖北省可持续发展的保障,对我国中部地区的可持续发展也有举足轻重的作用。在大量研究前人相关文献及对湖北省地理要素和生态环境特征进行深入分析的基础上,在满足数据可获取性的原则下,筛选了气象要素、地形地貌要素、土壤植被要素和社会经济要素等相关因子,构建了生态环境脆弱性评价指标体系,借助ArcGIS、SPSS等软件,运用空间主成分分析方法对湖北省生态环境脆弱性进行了空间计算;并利用基于DEM数据的小流域划分方法,将湖北省划分为20个小流域,以小流域为单元对湖北省生态环境脆弱性的空间差异进行了分析,基于评价结果提出以小流域为基本单元的生态环境治理和脆弱生态环境恢复措施。主要研究结论如下:（1）依据生态环境脆弱性指数大小,对湖北省生态环境脆弱度进行了五级划分:微度脆弱、轻度脆弱、中度脆弱、重度脆弱和极度脆弱。湖北省生态环境脆弱性整体以轻度脆弱和中度脆弱为主。轻度脆弱型和中度脆弱型占研究区总面积的比重为44.033%和36.547%,微度脆弱型、重度脆弱型和极度脆弱型分别占区域总面积的 2.816%、15.574%和 1.030%。（2）湖北省生态环境脆弱性从空间分布上看,呈现四周高中间低、西高东低的分布态势。鄂西北、鄂西南的脆弱生态环境属于地形地势主导型,鄂东北的脆弱生态环境主要受不稳定地质地貌和暴雨影响,鄂东以及江汉平原的脆弱生态环境主要受洪涝影响。（3）对湖北省20个小流域的生态环境脆弱性进行了分类比较研究,按照小流域生态环境脆弱性指数平均值,将小流域划分为轻度（9个）、中度（9个）和重度（2个）脆弱度等级。其中,清江流域生态环境脆弱程度最高,流域生态环境脆弱性指数平均值为6.387,其重度脆弱型占该流域总面积的67.120%,其极度脆弱型占湖北省该脆弱等级总面积的80%以上;生态环境脆弱程度最低是沮漳河流域,流域生态环境脆弱性指数平均值为3.073,全省50.214%的微度脆弱等级都集中在该流域。（4）研究区的生态环境脆弱性的空间分异特征呈现出与地形及土地利用明显相关的特征。从地形上看,平原的生态环境脆弱程度最低,轻度脆弱型占研究区平原总面积的64.906%,海拔1000 m以上的山区生态环境脆弱程度最高;从土地利用看,水域生态系统由于自我恢复能力强,生态环境脆弱程度最低,轻度脆弱型占研究区水域总面积的72.233%,草地和耕地生态环境脆弱程度较高。小流域是具有完整结构和功能的生态环境系统,以小流域为基本单元的生态环境脆弱性研究,能够顾及生态系统的完整性,可以更好地体现生态环境的特点,有的放矢地进行生态环境的综合治理,本研究为湖北省以小流域为单元的脆弱生态环境保护和恢复提供一定科学依据。
二、西南生态脆弱带土地资源可持续利用探讨——以贵州省为例（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、西南生态脆弱带土地资源可持续利用探讨——以贵州省为例（论文提纲范文）
（1）喀斯特石漠化与贫困耦合机理及协同治理研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 一 研究现状 |
| (一)生态与贫困 |
| (二)喀斯特石漠化与贫困 |
| (三)喀斯特石漠化与贫困研究进展与展望 |
| 二 研究设计 |
| (一)研究目标与内容 |
| (二)技术路线与方法 |
| (三)研究区选择与代表性 |
| (四)资料数据获取与可信度分析 |
| 三 喀斯特石漠化环境和贫困特征 |
| (一)贫困村石漠化环境特征 |
| 1 村域石漠化的地理格局 |
| 2 石漠化影响因子分析 |
| 3 不同地貌类型区石漠化影响因子比较 |
| (二)石漠化环境的乡村贫困特征 |
| 1 乡村贫困的地理格局 |
| 2 喀斯特贫困乡村影响因子分析 |
| 3 不同地貌类型区贫困乡村影响因子比较 |
| 四 喀斯特石漠化与贫困耦合机理 |
| (一)石漠化与贫困的地理相关性 |
| 1 石漠化与贫困相关性 |
| 2 石漠化与贫困空间组合 |
| (二)石漠化与贫困耦合实证 |
| 1 石漠化与贫困耦合结果 |
| 2 空间自相关与聚集效应 |
| 3 石漠化与贫困耦合机理分析 |
| 五 喀斯特石漠化与贫困协同治理技术研发与应用示范验证 |
| (一)石漠化环境与贫困协同治理现有技术措施 |
| 1 石漠化环境贫困识别技术 |
| 2 石漠化环境精准扶贫技术 |
| 3 石漠化环境精准扶贫成效评估技术 |
| (二)石漠化环境与贫困协同治理技术措施研发 |
| 1 相对贫困家庭识别技术 |
| 2 无-潜在石漠化环境与贫困协同治理技术 |
| 3 潜在-轻度石漠化环境与贫困协同治理技术 |
| 4 中-强度石漠化环境与贫困协同治理技术 |
| (三)石漠化与贫困协同治理应用示范与验证 |
| 1 示范点选择与代表性论证 |
| 2 示范点建设目标与建设内容 |
| 3 石漠化与贫困现状评价及措施布局 |
| 4 石漠化与贫困协同治理措施规划设计与应用示范过程 |
| 5 石漠化与贫困协同治理技术措施应用示范成效与验证分析 |
| 六 结论与讨论 |
| (一)主要结论 |
| (二)主要创新点 |
| (三)讨论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间科研及获奖情况 |
（2）中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性评价与保护策略 ——以施秉、荔波-环江为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 一 研究现状 |
| (一)生态脆弱性与生态保护 |
| (二)世界自然遗产地生态脆弱性与生态保护 |
| (三)生态脆弱性研究进展 |
| 二 研究设计 |
| (一)研究目标与内容 |
| (二)技术路线与方法 |
| (三)研究区选择与代表性 |
| (四)资料数据获取与可信度分析 |
| 三 中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性特征 |
| (一)中国南方喀斯特世界遗产地环境特征 |
| 1 中国南方喀斯特世界遗产地整体特征 |
| 2 施秉遗产地环境特征 |
| 3 荔波-环江遗产地环境特征 |
| (二)中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性特征 |
| 1 自然环境脆弱 |
| 2 人文环境脆弱 |
| 四 中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性评价指标与模型 |
| (一)生态脆弱性评价指标体系构建 |
| 1 评价指标体系构建原则 |
| 2 评价模型的选择 |
| 3 评价指标的选取 |
| 4 评价指标说明 |
| (二)指标数据来源与处理 |
| 1 指标数据来源 |
| 2 数据标准化处理 |
| 3 指标权重的计算 |
| 4 生态脆弱性指数计算 |
| 五 中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性评价与分析 |
| (一)生态脆弱性指数计算结果与等级划分 |
| 1 生态脆弱性指数计算结果 |
| 2 生态脆弱性等级划分 |
| (二)生态脆弱性对比分析 |
| 1 生态压力分析 |
| 2 生态状态分析 |
| 3 生态响应分析 |
| 4 生态脆弱性指数分析 |
| 六 中国南方喀斯特世界遗产地生态保护管理机制与策略 |
| (一)生态保护管理机制 |
| 1 环境预警机制 |
| 2 生态补偿机制 |
| 3 问责评估机制 |
| (二)生态保护管理策略 |
| 1 建立监测与反馈体系,提高生态弹性 |
| 2 严控旅游面积开发,减少生态压力 |
| 3 加强管理制度建设,强健生态响应措施 |
| 4 建立社区共管机制,协调人地矛盾 |
| (三)施秉模式 |
| (四)荔波模式 |
| (五)环江模式 |
| 七 结论与讨论 |
| (一)主要结论 |
| (二)主要创新点 |
| (三)讨论与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读硕士学位期间主要研究成果 |
（3）重庆市生态脆弱性与经济贫困关联性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外生态脆弱性研究进展 |
| 1.2.2 国内外经济贫困研究进展 |
| 1.2.3 研究评述 |
| 1.3 理论基础 |
| 1.3.1 人地关系理论 |
| 1.3.2 可持续发展理论 |
| 1.3.3 资源贫困理论 |
| 1.3.4 空间贫困理论 |
| 1.4 相关概念界定 |
| 1.4.1 生态脆弱性 |
| 1.4.2 经济贫困 |
| 1.5 研究内容与目标 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究目标 |
| 1.6 研究思路与技术路线 |
| 2 研究区概况与数据来源 |
| 2.1 研究区自然环境概况 |
| 2.1.1 地理位置 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候条件 |
| 2.1.4 水文和水资源 |
| 2.1.5 生态环境问题 |
| 2.2 研究区社会经济概况 |
| 2.2.1 人口与社会经济状况 |
| 2.2.2 贫困状况 |
| 2.3 数据来源及处理 |
| 2.3.1 生态脆弱性数据 |
| 2.3.2 经济贫困数据 |
| 3 重庆市生态脆弱性评价 |
| 3.1 研究思路与研究方法 |
| 3.1.1 研究思路 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 生态脆弱性评价指标体系的构建与权重的确定 |
| 3.2.1 评价指标体系构建 |
| 3.2.2 评价指标权重的确定 |
| 3.2.3 评价单元的选取 |
| 3.2.4 生态脆弱性指数分级 |
| 3.3 生态脆弱性指数的时空变化特征分析 |
| 3.3.1 时间序列上的动态演变特征 |
| 3.3.2 空间分布上的特征与变化 |
| 4 重庆市经济贫困时空分异分析 |
| 4.1 研究思路与方法 |
| 4.1.1 研究思路 |
| 4.1.2 研究方法 |
| 4.2 经济贫困的维度和指标选取 |
| 4.3 经济贫困时空分异特征分析 |
| 4.3.1 经济贫困时间序列上的变化 |
| 4.3.2 经济贫困空间分布特征 |
| 4.4 重庆市经济贫困时空关联格局分析 |
| 4.4.1 全局空间关联格局分析 |
| 4.4.2 局部空间关联格局分析 |
| 5 重庆市生态脆弱性与经济贫困的耦合关系研究 |
| 5.1 研究思路与方法 |
| 5.1.1 研究思路 |
| 5.1.2 研究方法 |
| 5.2 耦合状况的时空分析 |
| 5.2.1 耦合状况的时间序列分析 |
| 5.2.2 耦合状况的空间分布特征 |
| 5.3 耦合协调状况的时空分析 |
| 5.3.1 耦合协调状况的时间序列分析 |
| 5.3.2 耦合协调状况的空间分布特征 |
| 6 结论与展望 |
| 6.1 结论与建议 |
| 6.1.1 主要结论 |
| 6.1.2 相关建议 |
| 6.2 本文创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 发表论文及参加课题情况 |
（4）大连核心城区开放空间水适应性与优化策略研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 相关概念界定 |
| 1.2.1 核心城区 |
| 1.2.2 开放空间 |
| 1.2.3 水适应性 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 城市开放空间研究进展 |
| 1.3.2 城市水适应性研究进展 |
| 1.3.3 适应城水问题的城市开放空间相关研究 |
| 1.3.4 大连开放空间水适应性研究现状及问题 |
| 1.4 研究目的与意义 |
| 1.5 研究内容、技术路线 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 大连城市概况 |
| 2.1.1 区域概况 |
| 2.1.2 气候条件 |
| 2.1.3 降水与水资源 |
| 2.1.4 地形地貌与土壤 |
| 2.1.5 植被分布 |
| 2.1.6 水生态与绿地空间 |
| 2.2 研究区域概况 |
| 2.2.1 研究区界定 |
| 2.2.2 研究区水文环境特征 |
| 2.3 本章小结 |
| 3 开放空间格局适水特征 |
| 3.1 研究方法 |
| 3.1.1 开放空间信息提取 |
| 3.1.2 景观指数分析 |
| 3.1.3 开放空间格局分异特征分析 |
| 3.1.4 开放空间地形梯度分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 开放空间总体特征 |
| 3.2.2 开放空间斑块特征 |
| 3.2.3 开放空间聚集特征 |
| 3.2.4 基于核密度分析的开放空间分异特征 |
| 3.2.5 基于植被覆盖率的开放空间自相关格局 |
| 3.2.6 地形梯度分布特征 |
| 3.3 讨论 |
| 3.3.1 景观格局与开放空间水适应性 |
| 3.3.2 植被覆盖影响下的开放空间适水性差异 |
| 3.3.3 不同地形梯度下开放空间的适水性响应 |
| 3.4 本章小结 |
| 4 开放空间土壤入渗性能 |
| 4.1 实验设计与方法 |
| 4.1.1 样地选择 |
| 4.1.2 取样与入渗检测方法 |
| 4.1.3 数据处理 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 物理性质分析 |
| 4.2.2 入渗过程与特征 |
| 4.2.3 因子相关性分析 |
| 4.3 讨论 |
| 4.3.1 物理性质对开放空间土壤入渗性能影响 |
| 4.3.2 不同地形影响下的开放空间入渗性能差异 |
| 4.4 本章小结 |
| 5 开放空间水适应性评价 |
| 5.1 研究方法 |
| 5.1.1 研究区径流过程模拟 |
| 5.1.2 开放空间水适应能力的评估测算 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 径流分级与汇水区 |
| 5.2.2 基于径流调节服务特征的开放空间水适应性评价 |
| 5.3 讨论 |
| 5.3.1 径流调节服务与植被覆盖率 |
| 5.3.2 径流调节服务与城市积水点分布 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 开放空间水适应性优化策略 |
| 6.1 开放空间水适应性优化 |
| 6.1.1 开放空间水适应性优化目标 |
| 6.1.2 开放空间水适应性优化原则 |
| 6.1.3 开放空间水适应性优化框架 |
| 6.2 基于空间格局的开放空间水适应性优化策略 |
| 6.2.1 完善景观格局 |
| 6.2.2 均衡植被覆盖 |
| 6.2.3 顺应地形梯度 |
| 6.3 基于土壤入渗与生境特性的开放空间水适应性优化策略 |
| 6.3.1 适水型植被群落模式的构建 |
| 6.3.2 基于土壤入渗分区的不同类型植被群落设计 |
| 6.4 基于径流调节服务的开放空间水适应性优化策略 |
| 6.4.1 服务适宜区,维护水适应性格局 |
| 6.4.2 服务适中区,构建水资源生态网络 |
| 6.4.3 服务偏弱区,形成水生态补偿机制 |
| 6.4.4 服务差异区,增强空间均衡与连通性 |
| 6.5 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
| 致谢 |
| 东北林业大学博士学位论文修改情况确认表 |
（5）湘西州传统村落景观及形成机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.1.1 传统村落遗产价值与生态文明建设 |
| 1.1.2 远去的精神家园与“空心化”的传统村落 |
| 1.1.3 传统村落景观研究理论体系尚待完善 |
| 1.2 研究目的与意义 |
| 1.2.1 系统解读湘西州传统村落景观及形成机制 |
| 1.2.2 发掘中国本土人居生态实践经验与理论 |
| 1.2.3 完善风景园林视角下的传统村落景观理论研究体系 |
| 1.2.4 响应相关政策,指引传统村落保护与发展 |
| 1.3 相关概念 |
| 1.3.1 传统村落 |
| 1.3.2 村落景观 |
| 1.4 国内外相关研究与启示 |
| 1.4.1 传统村落景观的相关研究 |
| 1.4.2 湘西传统村落的相关研究 |
| 1.4.3 综述总结及对本研究的启发 |
| 1.5 研究对象与范围 |
| 1.5.1 选题依据 |
| 1.5.2 研究范围 |
| 1.5.3 研究对象界定 |
| 1.6 研究方法与论文框架 |
| 1.6.1 研究方法 |
| 1.6.2 数据来源 |
| 1.6.3 “语境—样本—要素—形式—因素”的论证结构 |
| 1.6.4 研究框架 |
| 2 湘西州传统村落景观形成的背景环境 |
| 2.1 地理区位 |
| 2.2 自然资源环境基础 |
| 2.2.1 地形地貌——重岗复陇,沟壑纵横 |
| 2.2.2 地质资源——锰都钒海,地质遗迹 |
| 2.2.3 气候条件——温湿多雨,润物利殖 |
| 2.2.4 水文水系——曲水回滩,雾迷津渡 |
| 2.2.5 植被资源——矿林并蕴,物产丰饶 |
| 2.3 人文经济环境基础 |
| 2.3.1 民族构成与区域分布 |
| 2.3.2 族群战争与人口迁徙 |
| 2.3.3 宗教信仰与民族风俗 |
| 2.3.4 民间艺术与文化传承 |
| 2.3.5 驿道商贸与经济沟通 |
| 2.4 区域社会变迁 |
| 2.4.1 原始社会及夏商周时期:氏族部落 |
| 2.4.2 先秦时期:蛮荆部落 |
| 2.4.3 秦汉至南北朝时期:蛮化与化外 |
| 2.4.4 隋唐—宋:羁縻制 |
| 2.4.5 元明—清初期:土司制 |
| 2.4.6 清中后期:保甲制 |
| 2.5 小结 |
| 3 自然基底的契合:湘西州传统村落景观之人地关系 |
| 3.1 湘西州传统村落分布特征 |
| 3.1.1 空间分布特点 |
| 3.1.2 村落点密度的线性趋势 |
| 3.1.3 按民族分野的分布特征 |
| 3.1.4 与地形地势相关的分布特征 |
| 3.1.5 与河流水文相关的分布特征 |
| 3.2 湘西州传统村落景观类型分析 |
| 3.2.1 选址类型分析 |
| 3.2.2 空间格局类型分析 |
| 3.2.3 空间形态类型分析 |
| 3.2.4 边界形态类型分析 |
| 3.3 农田系统 |
| 3.3.1 农田开垦方式 |
| 3.3.2 农田类型 |
| 3.3.3 农田要素 |
| 3.4 水系统 |
| 3.4.1 水系类型 |
| 3.4.2 水系组织方式 |
| 3.4.3 水系要素 |
| 3.5 林地系统 |
| 3.5.1 林地垂直分布特点 |
| 3.5.2 林地改造方式 |
| 3.5.3 林地类型 |
| 3.6 小结 |
| 4 社会人文的调适:湘西州传统村落景观之人人关系 |
| 4.1 社会结构关系 |
| 4.1.1 血缘关系 |
| 4.1.2 地缘关系 |
| 4.1.3 业缘关系 |
| 4.2 居住系统 |
| 4.2.1 湘西民居历史溯源 |
| 4.2.2 民居空间组织 |
| 4.2.3 院落与民居组合方式 |
| 4.3 防御系统 |
| 4.3.1 战争历史溯源 |
| 4.3.2 军堡型村落 |
| 4.3.3 村堡型村落 |
| 4.4 道路交通与公共空间系统 |
| 4.4.1 古道驿道的历史溯源 |
| 4.4.2 外部交通系统 |
| 4.4.3 内部交通系统 |
| 4.4.4 公共空间 |
| 4.5 小结 |
| 5 精神世界的追求:湘西州传统村落景观之人神关系 |
| 5.1 心灵境界与人 |
| 5.1.1 湘西州宗教历史沿革 |
| 5.1.2 湘西州信仰文化的核心体系 |
| 5.2 傩神崇拜下的村落景观 |
| 5.2.1 椎牛祭鬼:傩神崇拜的代表 |
| 5.2.2 椎牛祭鬼仪式景观特征 |
| 5.2.3 椎牛祭鬼仪式的维系功能 |
| 5.3 圣山崇拜下的村落景观 |
| 5.3.1 圣山崇拜:自然崇拜的代表 |
| 5.3.2 圣山崇拜仪式景观特征 |
| 5.3.3 圣山崇拜的凝聚功能 |
| 5.4 白帝天王崇拜下的村落景观 |
| 5.4.1 白帝天王:祖先崇拜的代表 |
| 5.4.2 白帝天王祭拜仪式景观特征 |
| 5.4.3 白帝天王崇拜的政教功能 |
| 5.5 其他崇拜下的村落景观要素 |
| 5.5.1 土地崇拜下的村落景观要素 |
| 5.5.2 祖先崇拜下的村落景观要素 |
| 5.6 小结 |
| 6 湘西州传统村落景观的形成机制和规律 |
| 6.1 湘西州传统村落景观形成机制 |
| 6.1.1 自然因素 |
| 6.1.2 社会因素 |
| 6.1.3 经济因素 |
| 6.1.4 政治要素 |
| 6.1.5 宗教因素 |
| 6.2 湘西州传统村落景观的形成规律 |
| 6.2.1 传统村落景观基因的受控因素 |
| 6.2.2 模式系统 |
| 6.3 小结 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.1.1 “人地—人人—人神”三个关系范畴可体系化解析传统村落景观 |
| 7.1.2 湘西州传统村落具有多层次多要素的景观特征 |
| 7.1.3 湘西州传统村落景观体系是自然、社会、精神崇拜共同作用的结果 |
| 7.1.4 传统村落景观研究框架“样本—形式—要素—因素—语境” |
| 7.2 创新点 |
| 7.2.1 揭示了湘西州传统村落景观的形成机制 |
| 7.2.2 丰富了风景园林学在传统村落尺度上的应用研究 |
| 7.2.3 构建了传统村落景观研究基础理论体系 |
| 7.3 研究局限与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A:列入省级以上传统村落名录的湘西州村落名单 |
| 附录 B:样本村落图集 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 攻读博士期间获得成果目录清单 |
| 致谢 |
（6）大渡河中下游沿岸生态环境脆弱性时空分布及地质影响因素研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 生态环境研究现状 |
| 1.3.2 生态环境脆弱性研究现状 |
| 1.3.3 生态环境脆弱性评价研究现状 |
| 1.3.4 生态环境脆弱性影响因素研究现状 |
| 1.3.5 区域研究现状 |
| 1.3.6 研究现状小结 |
| 1.4 研究目标与内容 |
| 1.4.1 研究目标 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 1.5 研究方法与技术路线 |
| 1.5.1 研究方法 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 1.6 本文创新点 |
| 第2章 地理地质概况 |
| 2.1 区域地理概况 |
| 2.1.1 气候条件 |
| 2.1.2 水文特征 |
| 2.1.3 植被状况 |
| 2.1.4 地貌特征 |
| 2.1.5 经济与人口 |
| 2.2 区域地质背景 |
| 2.2.1 大地构造背景 |
| 2.2.2 构造特征 |
| 2.2.3 地层岩性 |
| 第3章 生态环境脆弱性时空变化评价及分布特征分析 |
| 3.1 概念界定 |
| 3.1.1 生态环境、生态环境脆弱性概念 |
| 3.1.2 地质环境概念及本研究理念 |
| 3.2 投影寻踪模型 |
| 3.3 生态环境脆弱性评价方法 |
| 3.3.1 评价指标体系 |
| 3.3.2 综合量化模型 |
| 3.3.3 脆弱性程度分级 |
| 3.3.4 脆弱性变化趋势 |
| 3.4 生态环境脆弱性评价结果 |
| 3.4.1 2000年生态环境脆弱性评价结果 |
| 3.4.2 2015年生态环境脆弱性评价结果 |
| 3.5 生态环境脆弱性时空分布特征分析 |
| 3.5.1 生态环境脆弱性变化趋势 |
| 3.5.2 生态环境脆弱性空间分区 |
| 3.5.3 有关分析 |
| 3.5.4 生态环境脆弱性分区生态建设建议 |
| 第4章 生态环境脆弱性地质影响因素分析 |
| 4.1 地质环境与生态环境的关系 |
| 4.1.1 岩性影响土壤、植被的形成 |
| 4.1.2 构造运动塑造地形地貌、影响气候 |
| 4.1.3 人地互动影响生态环境 |
| 4.2 生态环境脆弱性地质影响因素选取 |
| 4.2.1 地质影响因素选取原则 |
| 4.2.2 地质影响因素选取 |
| 4.3 生态环境脆弱性地质影响因素维度确定 |
| 4.3.1 地层岩性因素维度 |
| 4.3.2 断层因素维度 |
| 4.3.3 有关分析 |
| 4.4 生态环境脆弱性地质影响因素数据信息获取 |
| 4.4.1 生态环境脆弱性地质影响因素数据来源 |
| 4.4.2 生态环境脆弱性地质影响因素数据处理与分级 |
| 第5章 生态环境脆弱性与地质影响因素关系分析 |
| 5.1 粗糙集模型 |
| 5.1.1 粗糙集理论相关知识 |
| 5.1.2 知识约简与依赖 |
| 5.1.3 粗糙集信息系统 |
| 5.1.4 粗糙集决策表 |
| 5.1.5 粗糙集模型 |
| 5.2 生态环境脆弱性和地质环境指标耦合模型构建 |
| 5.3 构建耦合信息决策表 |
| 5.4 耦合决策分析 |
| 5.5 生态环境脆弱性和地质影响因素耦合关联结果分析 |
| 5.5.1 耦合关联结果 |
| 5.5.2 耦合关联规则及分析 |
| 第6章 结论 |
| 6.1 研究结论及分析 |
| 6.2 研究展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间取得学术成果 |
| 附录1 综合信息决策表 |
| 附录2 区别对象属性集合p(x,y) |
（7）喀斯特石漠化乔灌草修复机制与高效特色林产业模式研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 前言 |
| 第一章 研究现状 |
| 第一节 植被修复与高效特色林产业 |
| 第二节 石漠化治理中植被修复与高效特色林产业 |
| 第三节 研究进展与展望 |
| 第二章 研究设计 |
| 第一节 研究目标与内容 |
| 第二节 技术路线与研究方法 |
| 第三节 研究区选择与代表性 |
| 第四节 实验方案与数据可信度分析 |
| 第三章 植物物种多样性与功能性状 |
| 第一节 不同演替阶段植物群落多样性特征 |
| 一 植物物种及生活型组成 |
| 二 不同演替阶段群落结构特征 |
| 三 植物重要值及多样性分析 |
| 四 研究区植物群落多样性特征分析 |
| 第二节 乔灌草植物功能性状 |
| 一 植物结构功能性状 |
| 二 植物生理功能性状 |
| 三 研究区乔灌草植物功能性状对比分析 |
| 第三节 生态系统养分化学计量特征 |
| 一 毕节撒拉溪研究区养分化学计量特征 |
| 二 关岭–贞丰花江研究区养分化学计量特征 |
| 三 施秉喀斯特研究区养分化学计量特征 |
| 四 研究区养分化学计量特征对比分析 |
| 第四章 高效特色林适应策略与生态系统服务功能 |
| 第一节 基于环境异质性物种共存 |
| 一 土壤酶对环境耦合适应策略 |
| 二 植物性状对环境的适应策略 |
| 三 环境对养分循环的驱动机制 |
| 四 研究区基于环境异质性物种共存对比分析 |
| 第二节 乔灌草结构-功能关系协同 |
| 一 植物结构性状间的权衡 |
| 二 植物生理性状与结构性状间的权衡 |
| 三 植物功能性状权衡策略 |
| 四 研究区结构-功能关系协同对比分析 |
| 第三节 生态系统服务功能提升机制 |
| 一 服务功能特性 |
| 二 物种功能群的建立及调控策略 |
| 三 研究区的服务功能对比分析 |
| 第五章 乔灌草修复与高效特色林产业模式与技术集成 |
| 第一节 模式构建 |
| 一 模式构建的理论依据 |
| 二 模式构建的边界条件 |
| 三 模式构建的技术体系 |
| 四 模式的结构与功能特性 |
| 五 不同等级石漠化地区模式结构与功能对比分析 |
| 第二节 技术研发与集成 |
| 一 现有成熟技术应用 |
| 二 共性关键技术及技术体系研发 |
| 三 不同等级石漠化环境技术优化与集成 |
| 第六章 乔灌草修复与高效特色林产业模式应用示范与验证推广 |
| 第一节 模式应用示范与验证 |
| 一 示范点选择与代表性论证 |
| 二 示范点建设目标与建设内容 |
| 三 林产业现状评价与措施布设 |
| 四 林产业规划设计与应用示范过程 |
| 五 林产业模式应用示范成效与验证分析 |
| 第二节 模式优化调整与推广 |
| 一 模式问题与优化调整 |
| 二 模式推广适宜性分析 |
| 三 模式可推广应用范围 |
| 第七章 结论与讨论 |
| 第一节 结论与讨论 |
| 第二节 主要创新点 |
| 第三节 问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 攻读博士学位期间科研成果 |
（8）生态安全和粮食保障双约束的休耕空间分区研究 ——以石漠化区砚山县为例（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究意义 |
| 1.2 研究目标与内容 |
| 1.2.1 研究目标 |
| 1.2.2 主要研究内容 |
| 1.3 拟解决的关键问题 |
| 1.4 研究思路与方法 |
| 1.4.1 研究思路 |
| 1.4.2 研究方法 |
| 第2章 文献回顾与述评 |
| 2.1 休耕耕地选择与准入 |
| 2.1.1 生态环境敏感土地休耕 |
| 2.1.2 边际土地与休耕 |
| 2.1.3 地块面积与休耕 |
| 2.1.4 耕地无差别式休耕 |
| 2.2 休耕规模测算与调控 |
| 2.2.1 政府宏观政策调控休耕规模 |
| 2.2.2 粮食需求变动影响休耕规模 |
| 2.2.3 休耕规模预测研究 |
| 2.3 休耕区域空间分布与优化 |
| 2.3.1 耕地资源与休耕区域分布 |
| 2.3.2 休耕区域空间布局研究 |
| 2.4 石漠化区耕地治理和休耕研究 |
| 2.4.1 石漠化区耕地治理模式研究 |
| 2.4.2 石漠化区耕地休耕研究 |
| 2.5 研究述评 |
| 第3章 理论支撑及研究框架 |
| 3.1 核心概念解析 |
| 3.1.1 历史文献对休耕的阐释 |
| 3.1.2 中国现代休耕制度的源起 |
| 3.1.3 本研究对休耕的界定 |
| 3.1.4 休耕类型划分 |
| 3.1.5 与休耕相近的其他概念 |
| 3.2 理论基础 |
| 3.2.1 土地生态安全理论 |
| 3.2.2 土地保护理论 |
| 3.2.3 土地可持续利用理论 |
| 3.2.4 土地伦理理论 |
| 3.3 研究框架 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 研究对象与数据处理 |
| 4.1 研究区选择及其概况 |
| 4.1.1 地理位置与行政区划 |
| 4.1.2 自然条件与土地利用 |
| 4.1.3 经济与社会发展 |
| 4.2 研究区休耕试点进展 |
| 4.2.1 休耕面积与补助标准 |
| 4.2.2 休耕组织方式 |
| 4.2.3 休耕技术路径 |
| 4.2.4 休耕地培肥模式 |
| 4.2.5 休耕社会经济效应 |
| 4.3 数据来源及处理 |
| 4.3.1 数据库建设 |
| 4.3.2 经济社会统计数据 |
| 4.3.3 其他数据资料 |
| 第5章 生态安全视角下砚山县休耕迫切度及其空间分布 |
| 5.1 评价思路与方法 |
| 5.1.1 评价思路 |
| 5.1.2 评价方法 |
| 5.2 评价指标体系的构建 |
| 5.2.1 评价指标选取的原则 |
| 5.2.2 评价指标选取与释义 |
| 5.2.3 评价指标权重计算 |
| 5.2.4 评价指标标准化 |
| 5.3 评价对象与评价单元的确定 |
| 5.3.1 评价对象 |
| 5.3.2 评价单元 |
| 5.4 休耕迫切度等级划分及空间分布 |
| 5.4.1 评价结果等级划分 |
| 5.4.2 不同等级休耕迫切度分析 |
| 5.4.3 各乡镇休耕迫切度分析 |
| 5.5 讨论 |
| 5.6 本章小结 |
| 第6章 粮食保障约束下砚山县可休耕规模预测及空间分布 |
| 6.1 粮食保障与研究设定 |
| 6.1.1 粮食保障内涵 |
| 6.1.2 休耕的粮食保障前提 |
| 6.1.3 研究设定 |
| 6.2 粮食保障约束下休耕规模预测 |
| 6.2.1 粮食保障约束下休耕规模预测模型 |
| 6.2.2 影响因素预测模型与方法 |
| 6.3 耕地保有量单因素预测 |
| 6.3.1 人口数量预测 |
| 6.3.2 粮食单产预测 |
| 6.3.3 复种指数预测 |
| 6.3.4 粮食作物播种面积占农作物播种面积比重预测 |
| 6.3.5 粮食自给率测定 |
| 6.3.6 人均粮食需求量测定 |
| 6.4 可休耕规模及空间分布 |
| 6.4.1 粮食保障约束下耕地保有量规模 |
| 6.4.2 粮食保障约束下砚山县可休耕规模 |
| 6.4.3 可休耕耕地空间分布 |
| 6.5 讨论 |
| 6.6 本章小结 |
| 第7章 生态安全和粮食保障双约束下休耕空间分区 |
| 7.1 研究思路及方法 |
| 7.1.1 县级土地分区与空间优化 |
| 7.1.2 休耕空间分区思路 |
| 7.1.3 休耕空间分区单元 |
| 7.1.4 休耕空间分区方法 |
| 7.2 分区结果与分析 |
| 7.2.1 分区结果 |
| 7.2.2 分区结果分析 |
| 7.3 分区结果检验 |
| 7.4 分区休耕方案与策略 |
| 7.5 讨论 |
| 7.6 本章小结 |
| 第8章 研究结论与展望 |
| 8.1 主要研究结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 8.4 石漠化区休耕建议 |
| 参考文献 |
| 附件 |
| 附件一:关于使用yaahp辅助决策软件计算休耕迫切度指标权重的说明 |
| 附件二:附图 |
| 附件三:附表 |
| 攻读博士学位期间主要科研成果 |
| 致谢 |
（9）基于水土保持功能分区的生态脆弱性评价研究 ——以遵义市为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 选题背景及意义 |
| 1.2 生态环境脆弱性涵义 |
| 1.3 生态脆弱性研究综述 |
| 1.3.1 生态脆弱性国外研究进展 |
| 1.3.2 生态脆弱性国内研究进展 |
| 1.4 生态脆弱性评价研究概述 |
| 1.5 研究内容与方法 |
| 1.5.1 研究内容 |
| 1.5.2 研究方法 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 研究区概况 |
| 2.1 自然条件概况 |
| 2.1.1 地质地貌 |
| 2.1.2 气候 |
| 2.1.3 水文 |
| 2.1.4 土壤 |
| 2.1.5 植被 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 行政区划与人口 |
| 2.2.2 社会经济现状 |
| 2.3 遵义市水土流失概况 |
| 2.4 遵义市水土保持区划概况 |
| 第三章 基于水土保持功能分区的生态脆弱性评价体系与模型构建 |
| 3.1 评价体系的构建原则 |
| 3.2 评价方法评价体系指标框架 |
| 3.2.1 评价方法 |
| 3.2.2 评价体系指标框架 |
| 3.3 评价指标数据来源及意义 |
| 3.3.1 遥感数据 |
| 3.3.2 气象数据 |
| 3.3.3 地理基础数据 |
| 3.4 评价指标权重体系 |
| 3.5 生态脆弱度评价模型构建 |
| 第四章 基于水土保持功能分区的遵义市生态脆弱性评价 |
| 4.1 遵义市生态脆弱性评价结果 |
| 4.2 遵义市生态脆弱性等级分析 |
| 4.3 区域内部差异分布情况 |
| 第五章 遵义市水土流失综合防治对策建议 |
| 5.1 南部人居环境及水源涵养区 |
| 5.2 中西部水质维护及生态维护区 |
| 5.3 东北部土壤保持区 |
| 5.4 东部土壤保持区 |
| 5.5 东南部土壤保持及生态维护区 |
| 5.6 西北部生态维护区 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 研究结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读学位期间发表的学术论文及参加科研项目情况 |
| 发表的论文 |
| 致谢 |
（10）小流域视角下湖北省生态环境脆弱性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外研究现状 |
| 1.2.1 生态环境脆弱性概念及内涵 |
| 1.2.2 国外研究进展 |
| 1.2.3 国内研究进展 |
| 1.2.4 国内外研究述评 |
| 1.3 研究目标及研究内容 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.4 研究方法与技术路线 |
| 1.4.1 研究方法 |
| 1.4.2 技术路线 |
| 2 相关理论与方法 |
| 2.1 理论基础 |
| 2.1.1 可持续发展理论 |
| 2.1.2 生态承载力理论 |
| 2.1.3 小流域综合治理相关理论 |
| 2.2 技术方法 |
| 2.2.1 基于DEM数据的小流域划分方法 |
| 2.2.2 空间主成分分析方法 |
| 3 湖北省概况与数据预处理 |
| 3.1 研究区概况 |
| 3.1.1 自然地理概况 |
| 3.1.2 社会经济概况 |
| 3.1.3 生态环境脆弱性特征 |
| 3.2 数据来源与预处理 |
| 3.2.1 数据来源 |
| 3.2.2 数据预处理 |
| 3.2.3 小流域划分 |
| 4 湖北省生态环境脆弱度模型构建 |
| 4.1 参评要素识别及评价指标遴选 |
| 4.1.1 指标遴选原则 |
| 4.1.2 参评指标识别及遴选 |
| 4.2 指标脆弱程度的量化分级 |
| 4.3 评价指标权重的确定 |
| 4.4 生态环境脆弱度模型计算 |
| 5 湖北省生态环境脆弱性评价结果及特征分析 |
| 5.1 湖北省生态环境脆弱性总体特征 |
| 5.2 生态环境脆弱性随海拔高度的分布特征 |
| 5.3 生态环境脆弱性随土地利用类型的分布特征 |
| 6 小流域视域下湖北省生态环境脆弱性及保护 |
| 6.1 不同小流域生态环境脆弱性差异分析 |
| 6.1.1 轻度脆弱流域 |
| 6.1.2 中度脆弱流域 |
| 6.1.3 重度脆弱流域 |
| 6.2 脆弱生态环境保护及恢复 |
| 7 结论与展望 |
| 7.1 主要结论和创新之处 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
四、西南生态脆弱带土地资源可持续利用探讨——以贵州省为例（论文参考文献）
- [1]喀斯特石漠化与贫困耦合机理及协同治理研究[D]. 赵榕. 贵州师范大学, 2021
- [2]中国南方喀斯特世界遗产地生态脆弱性评价与保护策略 ——以施秉、荔波-环江为例[D]. 陈玥. 贵州师范大学, 2021(08)
- [3]重庆市生态脆弱性与经济贫困关联性研究[D]. 王子羿. 西南大学, 2021(01)
- [4]大连核心城区开放空间水适应性与优化策略研究[D]. 张妤. 东北林业大学, 2021(09)
- [5]湘西州传统村落景观及形成机制研究[D]. 文斌. 北京林业大学, 2020
- [6]大渡河中下游沿岸生态环境脆弱性时空分布及地质影响因素研究[D]. 赖芳. 成都理工大学, 2020
- [7]喀斯特石漠化乔灌草修复机制与高效特色林产业模式研究[D]. 张俞. 贵州师范大学, 2020
- [8]生态安全和粮食保障双约束的休耕空间分区研究 ——以石漠化区砚山县为例[D]. 陈展图. 西南大学, 2020(01)
- [9]基于水土保持功能分区的生态脆弱性评价研究 ——以遵义市为例[D]. 穆荣钦. 贵州师范大学, 2019(05)
- [10]小流域视角下湖北省生态环境脆弱性研究[D]. 邢慧敏. 华中师范大学, 2019(02)