一、垠耕地经济林模式泥沙流失与降雨因子的灰色关联研究（论文文献综述）
熊伟,徐敏,王维,汤涤洛,汪红武[1]（2021）在《降雨量和饲料苎麻对坡地水流失和生物量的影响》文中认为研究2018年降雨量和饲料苎麻种植对坡耕地水流失及生物量的影响,结果表明,4—10月是苎麻的生长季,梅雨季节水流失量多,秋季干旱水流失量少;苎麻减少水流失效果优于玉米;40.0 mm降雨量是水流失的起点,62.3 mm降雨量是水流失的失控点;覆盖度达到90%减少水流失量,覆盖度60%以下时,水流失量随降雨量增加而增长;苎麻的生长速度、日增重与日平均降雨量趋势一致;苎麻的鲜草重高于玉米。
郝改瑞[2]（2021）在《汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究》文中研究说明在人类活动和气候变化的双重影响下,流域非点源污染形势严峻,而且面临多要素耦合驱动及多时空过程相互影响的问题。本文以汉江流域陕西段为研究区域,通过监测和实验相结合的方式开展了汉江流域陕西段非点源污染的研究,分析流域气象水文要素的变化特征,研究汉江流域非点源污染产生的特征、规律和机理,构建流域分布式非点源污染模型,探讨土地利用变化和未来气候变化对非点源污染的影响。论文主要的研究成果及结论如下:（1）通过流域近48年的气象水文要素的时空变化情况分析,发现流域降雨量呈下降趋势,降水强度呈小幅上升趋势,气温呈显着上升趋势,近十年年平均气温比80年代的年均气温升高了近1.0℃,三者均具有一个27 a左右的主周期,且降雨量和降水强度均呈现由北到南增加趋势,气温呈现由西北到东南增大趋势。武侯镇、安康站和丹凤站的径流量在0.05显着水平下呈现不明显的下降趋势,麻街站径流量呈现不显着上升趋势,各水文站年际间径流量无明显变化规律,前3个水文站径流量均有一个20 a左右的主周期,麻街站径流量有7 a左右的周期。武侯镇和安康站泥沙量随时间上升趋势不明显,麻街站和丹凤站泥沙量随时间下降趋势不明显,四个水文站点泥沙量的周期性均不明显。（2）通过汉江流域陕西段径流小区、杨柳小流域和安康断面以上流域三个空间尺度的非点源污染过程研究,表明降雨径流均呈现显着的非线性关系,径流量、泥沙量、产污量之间呈现较高的正相关关系。各径流小区氮素（TN、NH3-N、NO3-N）和磷素（TP、SRP）的流失强度均值分别为0.12 kg/ha和0.0137 kg/ha,杨柳小流域对应的氮素和磷素的流失强度分别为0.16 kg/ha和0.0165 kg/ha,氮磷素流失强度表现为杨柳小流域>小区。汛期杨柳小流域输沙模数为8.04 t/km2,径流小区平均土壤流失量为1.31 t/km2,发现土壤流失量也表现为杨柳小流域>径流小区。两者氮磷素流失的主要形态是硝态氮和正磷。安康断面以上流域不同监测指标2011～2018年的非点源负荷均值超过60%,个别年份贡献占比达到80%以上。（3）分布式非点源污染模型从降雨径流、土壤侵蚀和污染物迁移转化进行了构建,并在不同空间尺度进行了验证。产汇流模块分别选择了分布式时变增益模型（DTVGM）和逆高斯汇流模型。模拟结果如下:杨柳小流域2020年校准期（6场）和验证期（2场）洪水过程模拟的NSE系数分别达到了 0.68和0.73。2003～2018年汉江支流恒河流域年、月、日尺度流量过程的NSE系数均值分别为0.94、0.93和0.73。2003～2018年安康断面以上流域年、月、日尺度流量过程的NSE系数分别为0.95、0.91和0.68。土壤侵蚀模块采用修正的通用土壤流失方程（RUSLE）,模拟结果如下:杨柳小流域和安康断面以上流域年泥沙输移比分别为0.445和0.36,与长江水利委员会研究结果（长江流域的泥沙迁移比大约为0.1～0.4）一致。联合土壤侵蚀产沙过程和产汇流过程,分别建立了颗粒态和溶解态非点源污染模型,模拟结果如下:杨柳小流域颗粒态氮（PN）和颗粒态磷（PP）的流失量分别为31.36 kg/（hm2-a）和14.66 kg/（hm2·a）。安康断面流域的PN和PP的流失量分别为957.84 kg/（km2·a）和85.62 kg/（km2.a）。通过杨柳小流域不同场次污染物过程模拟,确定TN、NH3-N、NO3-N、TP和SRP污染物的NSE系数均值分别为0.69、0.74、0.79、0.71和0.71。安康断面以上流域NH3-N和TP污染过程模拟的NSE系数分别为0.78和0.83。从而说明模型在研究区适用,模拟结果可信。（4）汉江流域陕西段1995-2020年土地利用变化较小,近十年林地增幅较大。流域斑块类型优势地位明显上升,破碎化程度有所缓解,景观类型较原先水平丰富多样。对比2011～2018年非点源污染空间分布以及SWAT模型模拟结果,发现模拟结果具有一致性,流域偏南区域污染负荷多,其原因是降雨量大。草地面积最大所带来的土壤侵蚀也最严重,它和耕地对流域土壤侵蚀量和颗粒态氮磷负荷贡献均较大。8～15°区域带来的土壤侵蚀量最大,所携带的颗粒态氮磷负荷贡献也最大,5～8°区域的贡献率处于第二位。溶解态氮磷负荷逐年递减,草地贡献最大,林地和耕地次之。0～5°区域的溶解态负荷量最大,8～15°和5～8°的区域次之。颗粒态氮磷负荷与蔓延度指数CONTAG、最大斑块指数LPI和聚集度指数AI表现出明显的正相关性,溶解态NH3-N和TP与景观形状指数LSI、LPI和AI表现出正相关性,说明流域景观的多样性、破碎度和聚散型的增加会加大营养物输出的风险。（5）采用天气发生器NCC/GU-WG生成研究区域未来30年（2021～2050）的气候变化情景,历史气象观测资料与预报要素均取得较理想的结果,模拟效果表现为气温>降雨量,日最低气温>日最高气温。与基准期（1971～2000年）相比,未来情景逐日降雨量变化不大,除石泉站以外站点降雨量均减小,各站点日最高/最低气温均有小幅增加趋势。气候变化情景下非点源污染负荷的响应分析表明,由于气候变化带来的影响,安康断面以上流域未来30年径流量、NH3-N、TP均有小幅上升的趋势。
肖恩邦[3]（2017）在《河北滦平县流域系统生态环境质量评价研究》文中研究指明承德市密云水库上游地区是京津地区最重要的水源涵养区和生态屏障,承担着为下游输水、输好水的艰巨任务。然而,近年来密云水库水量、水质不断下降,严重威胁首都地区饮水安全,这与上游地区农村环境污染加剧、水土流失严重和河流生态系统的退化密切相关。因此,对密云水库上游地区进行生态环境监测评价,指出区域生态环境主要的限制因子并提出对策建议对于改善水源地生态环境,缓解首都地区水资源压力具有重要的现实意义。传统生态环境评价方法指标因子等数据获取相对困难,数据客观性、可靠性较差,本文采用中高分辨率的卫星遥感图像结合实地调查勘测数据,以密云水库上游河北滦平县流域系统为研究对象,利用RS和GIS技术提取评价指标因子数据,使用AHP层次分析法与Delphi法建立滦平县流域系统生态环境质量综合评价指标体系并确定各参评指标权重,并将经过标准化的指标数据赋予不同分值,进行综合评价计算,得出以下结论:（1）利用地理信息系统将滦平县按流域汇水线划分为六个子流域,分别是:北部滦河段流域、西部潮河段流域、付营子小流域、中部滦河段流域、涝洼小流域和巴营南小流域。（2）根据滦平县地处京津重要水源区的区位特点,采用理论分析法、专家咨询法筛选对流域输水能力影响较大的因子作为评价指标,构建量化评价模型并确定各参评因子权重。量化评价模型由沟道特征（0.1876）、地形地貌（0.1348）、人居环境（0.1164）和坡面状态（0.5611）四个方面共10个指标因子构成,体系构建目标清晰有针对性,实用性强,有较强的推广性。（3）利用遥感技术提取参评因子的数据,发现研究区平均土壤侵蚀模数为3308 t/（km2·a）,平均植被覆盖度为65.14%。（4）对滦平县流域系统整体进行分析评价,结果表明滦平县流域系统整体环境质量较好,整体得分为5.75（满分10分）,评价得分大于5的面积可以占到占总面积的 72.6%。（5）滦平县流域系统中各流域生态环境评价得分排名从高到低分别为排名从高到低分别为涝洼小流域（6.95）、北部滦河段流域（6.49）、西部潮河段流域（6.03）、付营子小流域（5.99）、巴营南小流域（5.38）和中部滦河段流域（5.04）
王娇[4]（2016）在《南疆农林复合系统生态价值及环境成本研究 ——以典型区域为例》文中研究说明中共十八大报告提出大力推进生态文明建设,扭转生态环境恶化趋势,建设生态文明,是关系人民福祉、关乎民族未来的长远大计。2015年中央一号文件提出,加强农业生态治理,健全生态支付制度。南疆地区自然条件恶劣,受风沙与盐碱的威胁较大,耕地、林地和草场等土地资源十分重要。生态环境所产生的效益不仅惠及当地,同时也惠及周边、下游乃至更广泛的地区。南疆地区生态保护与建设的成果,是生态安全的重要保障。复合防护林系统生态系统不仅可以改善气候、防止自然灾害、对农田土壤和水文状况产生影响、提高生物生产能力、构成复合体内结构及产品的多样性,农林复合系统防护林有利于调整农田防护林系统,健全系统功能,有利于实现农田防护林的最大经济效益、社会效益和生态效益。文章从宏观和微观、大范围与小范围相结合的视角,分别估算了整个阿克苏地区种植-林果-生态林农林复合系统生态价值和第一师三团棉花-核桃-杨树、棉花-枣树-胡杨和棉花-枣树-核桃三种不同的农林复合系统的生态服务价值及环境成本,并就居民对农林复合系统的认知及生态支付意愿及支付水平进行了问卷调查,主要包括以下结论:（1）在测算阿克苏地区农林复合系统价值时,主要从直接价值和间接价值两方面,并侧重分析研究区2008年和2013年该系统生态价值的动态变化。结果表明:2008年和2013年农林复合系统生态系统服务功能总价值分别为236.62亿元、466.33亿元,占研究区当年GDP比例分别为86.64%、67.33%,且间接价值远远高于其直接价值;农田间接价值最高,两年中其价值占间接总价值的比例分别高达93.69%、98.33%。其次是经济林,两年中其间接价值减少了4.87亿元。最后是生态防护林,其对农田和生态环境的重要防护与保育作用渐为凸显。（2）在测算第一师三团农林复合系统生态价值时,立足当地实际,将棉花、红枣、核桃、杨树和胡杨相结合,构成不同的三种农林复合系统进行估算价值。棉花-核桃-杨树、棉花-枣树-胡杨和棉花-枣树-核桃三种不同农林复合系统具有巨大的生态效益,其生态价值分别为708.89×106、215.915×106和769.76×106元,保护土壤、涵养水源等生态系统服务功能的凸显,这对减少水土流失、抑制土地盐渍化和沙漠化进程,改善当地气候,缓解水资源短缺问题,乃至对阿克苏地区整个生态环境起着至关重要的作用。从长远角度,不仅能够缓解研究区脆弱的生态环境,而且将会提高当地经济效益。（3）从碳减排成本、使用化学物质的环境成本、生物多样性价值损失成本和相关的用水及人工成本四方面经过分解求和,计算得出棉花-核桃-杨树、棉花-枣树-胡杨和棉花-枣树-核桃三种不同农林复合系统的环境成本分别为47.64×106、38.77×106和55.35×106元,在三种不同农林复合系统中,棉花-枣树-核桃系统的环境成本最高,其次是棉花-核桃-杨树系统,棉花-枣树-胡杨系统环境成本最小。在三种农林复合系统中,棉花的环境成本最高,枣树和核桃树两种经济林的环境成本次之,杨树和胡杨的环境成本最低。（4）通过对受访居民在生态环境保护、农林复合系统生态效益和生态支付意愿及支付水平的调查分析,居民的环境意识及生态支付意识均较高,虽然受访居民的支付意愿较高,但其进行生态支付的支付能力较弱,以个人承担的市场支付方式难以调动生态环境保护者的积极性。因此,生态支付还应该以政府支付为主。文章通过对不同农林复合系统的生态服务价值和环境成本进行测算,并对样本区居民对农林复合系统生态效益及支付意愿进行调查与分析后,从以下几个方面提出了建议:（1）科学评价和估算农林复合系统生态系统所具有的价值及环境成本;（2）制定环境保护的生态支付制度,实现外部价值内部化;（3）提高森林的覆盖率,有效控制风沙危害和水土流失;（4）提高农民对农业污染问题严重性的认识和意识,科学施用化肥、农药等生产资料;（5）制定生态支付标准时,还应该充分考虑当地居民的文化素质和收入水平,做到应地制宜。
胡金龙[5]（2016）在《漓江流域土地利用变化及生态效应研究》文中指出土地利用/覆盖变化是全球环境变化的重要内容,影响和改变着不同尺度生态系统的结构和服务功能。了解土地利用/覆盖变化及其生态效应对于探索可持续生态系统管理和维护生态安全具有重要意义。漓江流域是世界重要旅游目的地,属于典型喀斯特地区,生态环境脆弱。近年来伴随城镇化和旅游活动的快速扩张,土地利用变化显着,局部地区面临环境污染、生物多样性降低、土地退化等众多生态环境问题,已引起全社会的高度关注。为揭示人类干扰影响下漓江流域生态系统结构和功能变化,本文按照“格局—过程—效应”的研究思路,应用3S技术和多个时相的遥感影像数据,研究了漓江流域1973-2013年间土地利用演化特征及驱动机制,从多角度分析土地利用变化对漓江流域生态服务价值和生态风险时空分异的影响,提出了漓江流域生态可持续发展对策,以期为漓江流域区域生态环境建设提供技术支持和科学依据。本研究取得的主要结论如下:（1）1973-2013年漓江流域土地利用变化分析显示,林地作为主要土地利用类型持续增加、耕地不断减少、建设用地快速增加、水域先增后减、草地先减后增,未利用地持续增加。土地利用类型分布具有明显的坡度和高程差异,林地集中分布在坡度大于8°的区域,耕地和建设用地集中分布在8°以下的区域,水域和未利用地主要分布在15°以下的区域,草地各坡段均有较大面积分布。从不同高程来看,林地集中分布在海拔200500m和500800m的区域,耕地、建设用地、水域和未利用地集中分布在海拔500m以下的区域,草地集中分布于200500m的区域内。40年间漓江流域土地利用整体动态度,先下降后上升,2000-2013年间达最高值,景观变化剧烈,土地流转频繁。不同时段林地和耕地的动态度均呈现持续增加趋势,水域的动态度均较小,建设用地的变化速度最快,远高于其他土地利用类型。1973-2000年受城镇建设离散点状发展、林果种植分散经营等因素影响,研究区景观破碎化程度不断加剧,斑块复杂性升高,开始向细粒景观转化。2000-2013年受城市集聚发展、林果种植规模化、退耕还林等因素影响景观破碎化程度不断下降,斑块分布趋向于规则化,又开始转向粗粒景观。从不同土地利用类型来看,林地和建设用地破碎化程度先升后降,斑块间距离减少,聚集程度增加,耕地破碎化程度不断增加但仍呈较高的聚集状态,水体的聚集度较高,以集中分布为主,草地斑块空间关系变化不明显,斑块分布较为均衡,未利用地趋向于集中分布。1973-1986年研究区土地利用变化主要受农林种植结构调整、填水造陆以及毁草用于农林开发等因素驱动。城镇化进程加速、产业结构调整、果业种植等是1986-2000年土地利用变化的主要驱动力。城镇快速扩张、工业化、旅游业快速发展、农业种植结构调整以及林业生态建设是2000-2013年土地利用变化的的主要驱动因素,此阶段建设用地和林地大幅增加,土地利用变化剧烈。（2）40年间漓江流域生态系统服务价值持续增加,净增8.27×108元,林地的生态服务价值最大,是生态系统服务的主体部分。各坡度段单位面积生态服务价值随坡度增大而增加,不同时段>25°坡度段均具有最高的单位面积生态服务价值,1525°坡度段均具有最大的生态服务价值总量。单位面积生态服务价值随高度增加而增大,高海拔地区具有较高的单位面积生态服务价值,四个时期200500m高程带均具有最高的生态系统服务总价值。1973-2000年各单项服务价值贡献率变化不大,2000-2013年受建设用地快速增加的影响,水源涵养功能迅速下降。研究期内漓江流域生态系统的调节、支持等服务性功能远大于生产和文化性功能。从各单项服务价值变化趋势来看,气体调节、气候调节、土壤形成与保护、生物多样性保护、原材料和娱乐文化功能的价值持续增加,水源涵养功能价值先增加后减少,废物处理和食物生产功能持续下降。研究期内林地和水域向其他用地类型的转化带来生态服务价值负向流动,耕地、建设用地、草地和未利用地向其他类型转化带来生态服务价值正向流动,各地类转化为建设用地,价值均呈负向流动,各地类转化为水域,价值均呈正向流动,主要由于建设用地和水域分别具有最低和最高的生态服务价值系数。（3）40年间漓江流域大部分镇（乡）区处于高和较高生态服务价值（ESV）区,生态服务价值整体空间格局基本稳定,呈现出北部和东部高、中部和南部低的空间分布特点。生态服务高值区主要分布在华江、兰田、青狮潭、两水、中峰、界首、溶江等乡镇,生态服务低值区主要分布在桂林市区以及周边乡镇。研究期内大部分行政单元地均ESV等级保持不变,等级变化的区域主要集中在漓江流域的中部地区,此区域地类转换频繁,干扰活动强。应用格网方法分析生态系统服务价值的结果表明,1973-2013年漓江流域生态服务价值处于较高生态服务等级水平并持续上升,但局部低生态服务价值区逐步趋向于集中连片分布,四个时期生态服务价值存在明显的空间正自相关性。研究期内大部分格网单元处于高和较高ESV区,数量逐年增加。生态服务价值的整体格局基本稳定,但空间差异显着,呈现出中间低四周高的分布特点。高生态服务价值区主要分布在漓江流域北部和东部的自然山林地带,植被状况良好,受人类活动干扰少,低生态系统服务价值区,集中分布在漓江流域的中心地带—兴安县城—灵川县城—桂林市区—阳朔县城旅游经济带。（4）1973-2013年间漓江流域生态风险一直维持在较低水平,但局部地区呈快速增加之势,四个时期生态风险存在明显的空间正自相关性。研究期内,漓江流域以低和较低生态风险为主,并逐年增加,中生态风险先增后减,较高生态风险不断下降,高生态风险面积快速增加,桂林市区、阳朔等地生态风险变化显着。生态风险的整体格局基本稳定,但空间差异显着,呈现明显的圈层结构,以兴安县城—灵川县城—桂林市区—阳朔县城为轴向外风险程度逐渐降低。低生态风险区主要集中分布在流域北部以及中东部的自然山林地带,高生态风险区主要分布在桂林市区,其他区域零星分布,面积增加迅速。40年间漓江流域由低级别转向高级别生态风险的总面积为296.13 km2,由高级别转向低级别生态风险的总面积为965.44 km2,低级别转向高级别生态风险的面积持续下降,高级别转向低级别生态风险的面积不断增加,等级转变速率不断加快,流域生态风险整体下降。（5）漓江流域的生态风险分布具有明显的坡度、高程和土地类型差异,1973-2013年研究区高和较高生态风险主要分布在03°,38°两个坡度段,低和较低生态风险主要分布在815°、1525°和>25°三个坡度段,各研究时段均表现出随坡度增加生态风险逐渐下降的分布特点。研究期内低生态风险面积主要分布在500800m和8001200m高程带,较低生态风险主要分布在200500m高程带,中、较高和高生态风险主要分布在0200m和200500m高度带,随着海拔升高生态风险持续下降。漓江流域林地分布区域以低和较低生态风险为主;1973和1986年耕地以较低、中以及较高生态风险为主,2000和2013年以较低和中生态风险为主;建设用地分布的区域以中、较高和高生态风险为主,高生态风险区域增加迅速;水域分布的区域以较低、中和较高生态风险为主;草地分布的区域以较低和中生态风险为主;未利用地整体面积很小,分布的区域以较低和中生态风险为主。（6）依据研究区生态系统服务价值和生态风险评价结果以及土地利用现状,将漓江流域区划为生态城市优化区、生态综合开发区、生态农林发展区、生态保育区四个功能区,并提出分区发展策略,以优化土地利用方式和资源配置。同时提出实施漓江水系保护工程、改善流域水环境,加快石漠化治理、保护喀斯特遗产地,加强耕地保护,提高旅游用地效率,加强生态文明建设、推动旅游产业转型升级等生态环境建设对策。
秦丰[6]（2015）在《三峡库区不同果草间作模式的土壤改良效益评价》文中研究说明为了研究不同果草复合模式对土壤改良的效益,筛选最优模式,本文建立了野外不同果草复合生态模式小区,并以传统农耕地为对照,在2011年4月26日（A时段）和2011年9月22日（B时段）两个植株生长时期,分别采集柑橘+黑麦草（GH）、柑橘+菊苣（GJ）、柑橘纯林（GC）、枇杷+黑麦草（PH）、枇杷+菊苣（PJ）、枇杷纯林（PC）、龙眼+黑麦草（LH）、龙眼+菊苣（LJ）、龙眼纯林（LC）、农地（CK）等不同配置模式土壤样品,研究不同配置模式对土壤容重、孔隙度、机械组成、有机质、土壤养分、团聚体结构、入渗能力等的影响,比较了不同配置模式下土壤理化性质的变化大小,并通过不同土壤理化性质的变化评价不同配置模式的改善作用,从而选出最优配置模式,为后期模式的推广提供理论基础。主要结论如下:（1）不同配置模式在A时段的土壤容重差异显着（P<0.05）,大小为:PH>PC>GC>PJ>GJ>GH>LC>CK>LH>LJ;B 时段的土壤容重差异显着（P<0.05）大小为:PC>PH>LJ>LC>GC>LH>GJ>PJ>GH>CK。不同配置模式在A、B时段的非毛管孔隙度、毛管孔隙度、总孔隙度差异均显着（P<0.05）。表明不同配置模式对土壤孔隙改善作用不同,其中对非毛管孔隙度改善作用大小为:GH>PJ>GJ>LH>GC>CK>LJ>PH>PC>LC,对毛管孔隙度的改善作用大小为:LJ>PH>PJ>LH>GJ>LC>PC>GH>CK>GC,对总孔隙度的改善作用大小为:PJ>LJ>PH>GJ>LH>GH>LC>PC>CK>GC。在A时段,砂粒、粉粒、粘粒含量最大的模式分别是模式CK、模式GJ、模式GH。B时段相对应的模式则分别为CK、LH、LH。回归分析结果表明分形维数与粘粒含量呈显着正相关（P<0.05）,与砂粒、粉粒含量呈负相关,但相关性不显着,表明分形维数能用于描述土壤中粘粒含量的变化特征。（2）不同配置模式土壤有机质的差异显着（P<0.05）。在A时段,各模式有机质含量高低排序为:PH>PC>GJ>GH>CK>GC>PJ>LJ>LH>LC;B时段的排序为:PH>GH>PJ>GJ>PC>GC>CK>LJ>LC>LH。不同配置模式土壤全氮和碱解氮的差异显着（P<0.05）。在A时段,GJ模式的全氮含量最高,而PJ模式的碱解氮含量最高。B时段,PJ模式的全氮和碱解氮均最高。不同配置模式土壤全磷和有效磷的的差异显着（P<0.05）。在A时段,PH模式的全磷含量最高,而PJ模式的有效磷含量最高;在B时段,PJ模式的全磷含量最高,而GH模式的有效磷最高。不同配置模式土壤全钾和速效钾的差异显着（P<0.05）。在A时段,PH模式的全钾含量最高,GH模式的速效钾含量最高;B时段,PH式的全钾含量最高,GH模式的速效钾含量最高。不同时段有机质的影响因素不同,但碱解氮、有效磷、速效钾均与有机质呈极显着正相关,表明速效养分与有机质之间的相互作用更显着。（3）不同配置模式在A时段>0.25mm风干土团聚体含量大小为:PJ>GC>GJ>PH>PC>GH>LC>LH>CK>LJ;>0.25mm 水稳性团聚体含量大小为:PJ>PC>PH>GC>LH>LJ>GH>GJ>CK。>0.25mm 风干土团聚体的MW 比较,GJ模式的值最大,LJ模式最小,LC模式的水稳性团聚体MWD值最高,LJ模式最小;>0.25mm风干土团聚体分形维数大小排序为:CK>LJ>LH>LC>GH>GJ>PC>PH>GC>PJ;>0.25mm 水稳性团聚体分形维数 CK模式最大,PJ模式最小。B时段>0.25mm风干土团聚体含量大小排序为:PJ>GJ>GC>PC>PH>GH>LC>CK>LJ>LH。>0.25mm 水稳性团聚体含量大小为:PJ>LJ>PC>CK>LH>PH>LC>GC>GJ>GH。>0.25mm 风干土团聚体的 MWD 比较,GJ模式的值最大,LH模式最小,PJ模式的水稳性团聚体MWD值最高,PH模式最小,>0.25mm风干土的分形维数大小排序为:LH>CK>LJ>LC>GH>PH>GC>PC>GJ>PJ,>0.25mm 水稳性团聚体 GH 模式分形维数最大,PJ分形维数最小。A、B时段不同配置模式的土壤微团聚体均以0.25～0.05mm、0.05～0.01mm粒径占优势;A时段,PC模式土壤微团聚体MWD值最大,LH模式值最小;LH模式PCM值最大,PC模式PCM值最小,PJ模式D值最大,PC模式D值最小。B时段,GC模式的土壤微团聚体MWD及PCM值最大,LH模式最小,GH模式D值最小,为2.395;PJ模式D值最大。（4）不同配置模式水分入渗参数大小显着不同,LJ、LH、CK模式的初始入渗率、平均入渗率、稳定入渗率、累积入渗总量、入渗标准差均较大,而PC、PH模式的上述值较小。利用Kostiakov方程、Horton方程、Philip模型模拟了不同配置模式在不同时段的入渗过程,Horton方程模拟的决定系数较高,且参数具有物理意义,更适宜模拟不同配置模式下土壤水分的入渗过程。不同时段土壤稳定入渗率的影响因素不同。A时段稳定入渗率与土壤容重呈极显着幂函数负相关（P<0.01）,与非毛管孔隙度、总孔隙度呈极显着指数函数正相关（P<0.01）,与有机质呈显着指数函数负相关（P<0.05）,与>0.25mm风干土团聚体含量呈极显着对数负相关;B时段稳定入渗率与非毛管孔隙度呈显着的指数函数正相关（P<0.05）,与总孔隙度、全氮含量均呈显着的线性正相关（P<0.05）。A时段的稳定入渗率可由>0.25mm风干土团聚体含量,砂粒含量联合求解;B时段的稳定入渗率可由全氮含量求解。（5）利用灰色系统理论的原理和方法,建立以土壤容重、非毛管孔隙度等22个指标组成的综合评价体系分析了不同配置模式对土壤改良效益。不同配置模式在不同时段的土壤理化性质对土壤改良作用的贡献不同。关联度大小比较结果表明在A、B时段,LJ、PJ、GJ、GH模式的土壤改良效益较好,即龙眼+菊苣、枇杷+菊苣、柑橘+菊苣、柑橘+黑毛草的配置模式对土壤改良效益较好,同时表明相比于黑麦草,菊苣更适合与本地区的果草种搭配种植。
余长洪,李就好,陈凯,姜俊红,韦歆娜[7]（2015）在《砖红壤区降雨因子对产流产沙的影响》文中指出应用三种无量纲化的灰色关联法分析了12个降雨因子对于砖红壤区裸地和桉林地产流的影响,以及15个降雨径流因子对于产沙的影响。结果表明:无量纲处理方法不同将导致因子关联度排序出现变化;复合因子的关联度大多数都高于单因子;与PI30相比,在砖红壤区裸地中PI5更能代表降雨侵蚀力指标,而桉林地则是PI10;Qm′H在桉林地比通用的降雨侵蚀力更适于作为坡面降雨侵蚀模型的侵蚀动力因子。研究结果将有助于建立灰色关联法在土壤侵蚀研究中的标准化程序,为建立砖红壤区土壤侵蚀预报模型提供理论支持。
聂小东,李忠武,王晓燕,申卫平,张雪,郭旺,马文明,王曙光[8]（2013）在《雨强对红壤坡耕地泥沙流失及有机碳富集的影响规律研究》文中进行了进一步梳理在典型红壤丘陵区平均坡度为10°的坡耕地径流小区（2 m×5 m）上进行降雨强度为1.69mm min-1（大雨强）、1.31 mm min-1（中雨强）和0.64 mm min-1（小雨强）的模拟降雨试验,并对模拟降雨过程中泥沙的迁移规律和土壤有机碳的流失富集规律进行了研究。结果表明:侵蚀作用下土壤流失量随着降雨强度的增大而增加,并与径流量呈显着的立方关系,径流量是坡耕地土壤流失的重要影响因素;土壤有机碳流失以泥沙结合态为主,泥沙态有机碳流失量占总有机碳流失量的84%以上,最高达97.6%;泥沙中有机碳富集比随着降雨强度的增大而减小,有机碳的选择性迁移在低强度降雨条件下表现更为明显;中雨强和小雨强下有机碳的富集比与黏粒的富集比分别呈极显着和显着正相关,而大雨强泥沙有机碳富集比与黏粒富集比没有显着的线性关系。雨强是影响泥沙流失和泥沙有机碳迁移的重要因素。
刘俊新[9]（2012）在《基于目标MOTAD-CLUE-S模型的多目标土地利用变化模型构建及模拟研究 ——以陕西省米脂县高西沟村为例》文中提出黄土高原是我国水土流失最严重的区域,不合理的土地利用和人类活动使当地脆弱的生态环境进一步恶化,对黄土高原的生态安全和区域经济的可持续发展构成了极大威胁。将自下而上的农户土地利用和自上而下的土地分配相结合,可以帮助我们更深入的了解宏观土地利用变化的微观机理。本文以位于陕西北部的米脂县高西沟为研究对象,以高西沟村2000年航片为数据源,结合2009年、2010年、2011年GPS实地定位数据和农户访谈数据,得到高西沟村土地利用图,然后运用3S技术,分析了研究区过去50多年的土地利用结构变化。运用目标MOTAD模型,得到2009-2015年土地需求,在此基础上,利用CLUE-S模型模拟了高西沟村未来土地利用变化。研究证明：（1）高西沟村土地利用类型在过去50多年里变化剧烈。在研究时段内,高西沟村土地利用结构呈现出耕地面积大幅减少,生态林和草地显着增加的特征。经济林面积有所增加,居民用地和交通用地面积变化不大。（2）各土地利用类型转变的时间和流向特征。1978-2000年是整个研究时段中土地利用结构变化最为强烈的时间段。耕地是最主要的土地利用变化类型,主要流向草地和生态林。（3）按照不同收入来源分类将农户分为纯农户、一兼户和二兼户。不同类型农户的收入,农业劳动力投入、土地投入和资本投入差异显着。（4）以农户利益最大化、风险最小化为目的,利用目标MOTAD模型模拟不同目标收益情景下的农户的最优化农业生产组合。结果表明经济情景下的土地利用预测拟合度更高。（5）分别做各土地利用类型和驱动因子之间的Logistic回归分析,ROC检验结果均大于0.7,表明模拟拟合度较好。（6）利用CLUE-S模型,模拟2011年土地利用变化,正确率为0.87,Kappa指数为0.85。2015年土地利用变化模拟表明,未来土地利用结构变化不大,耕地面积进一步减少,草地、生态林略有增长,经济林面积增长显着。
李怡[10]（2010）在《广东省沿海防护林综合效益计量与实现研究》文中提出广东省濒临南海,是我国海岸线最长的省份,受台风、海啸等自然灾害的威胁十分严重。20世纪50年代以来,广东沿海地区通过自发和工程造林,初步建立起了海岸基干防护林带,有效改善了当地生态环境。尽管如此,在区域经济的高速发展中,生态建设往往让位于其他经济活动,广东省沿海防护林工程总体上进展缓慢,总量不足、质量不高的防护林体系未能充分发挥出防御自然灾害的作用。2007年,为吸取印度洋海啸事件的深刻教训,中央和广东省先后出台了沿海防护林体系建设二期工程规划（2006-2015）,将其上升到区域国民经济和社会发展的战略高度。本文以广东省沿海防护林建设发展历史为线索,首先明确了新时期海防林生态建设在目标定位、体系布局、建设规模和内容等方面所要实现的突破,分析指出科学、系统地量化评估沿海防护林的功能和效益,对于丰富该领域研究、促进其建设管理实践具有重要意义。结合林业生态工程的共性和沿海防护林工程的特殊性,本文综合运用频度分析、专家咨询、层次分析等方法,构建了广东省沿海防护林工程综合效益评价指标体系,包括目标层、状态层、变量层、要素层共4层3类15项22个指标,并以广东省沿海防护林二期工程建设规划为依据,研究了工程实施可预期的生态、经济和社会效益。结果显示,截至二期工程完成,将实现综合效益562844.5万元/a,投资效果系数达到1：13.25。实践中,沿海防护林效益的实现有赖于相当的数量规模和质量水平,而这要受到来自外界的各种因素影响。因此,本文对理想的效益水平能否实现以及如何实现进行了深入分析。首先,依据干扰理论,本文分析构建了广东省沿海防护林效益实现的干扰体系。鉴于研究区域人口密集、经济发达的特征,人为干扰的影响广泛而深刻,本文从经济学角度对其驱动机制进行了剖析,认为：沿海防护林建设形成的森林／湿地资源具有公共物品的特性,在现有公有产权结构安排下,其建设管理的正外部性未得到相应补偿,干扰破坏的负外部性行为未付出应有代价,缺乏有效的正向激励和反向惩罚,表现为市场失灵、政府失灵和自愿供给失灵,以致沿海防护林建设的数量规模和管理的质量水平受到影响,制约了功能效益的发挥。运用博弈理论,本文进一步研究了广东省沿海防护林建设和管理过程中,各利益主体的参与／执行和违规／破坏行为,对人为干扰的形成机理及其优化策略予以阐释和探讨。最后,基于分析结论,本文针对性地提出了能够有效促进广东省沿海防护林体系综合效益实现的策略,包括具有激励效应的补偿水平和多元化的投入机制、严格的监督机制和科技支撑体系。
二、垠耕地经济林模式泥沙流失与降雨因子的灰色关联研究（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、垠耕地经济林模式泥沙流失与降雨因子的灰色关联研究（论文提纲范文）
（1）降雨量和饲料苎麻对坡地水流失和生物量的影响（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 1.1 试验区概况 |
| 1.2 种植材料 |
| 1.3 试验设计 |
| 1.4 植物观测 |
| 1.5 降雨量测定 |
| 1.6 水流失量测定 |
| 1.7 数据分析 |
| 2 结果与分析 |
| 2.1 2018年降雨特征 |
| 2.2 全年不同处理水流失量特征 |
| 2.3 降雨量对水流失量的影响 |
| 2.4 覆盖程度对流失量的影响 |
| 2.5 降雨量与苎麻生长速度的关系 |
| 2.6 降雨量与饲用苎麻产量的关系 |
| 2.7 苎麻与玉米的鲜草重对比 |
| 3 结论 |
（2）汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究（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 非点源污染研究进展及存在问题 |
| 1.2.1 文献分析工具 |
| 1.2.2 国外研究分析 |
| 1.2.3 国内研究分析 |
| 1.2.4 存在的主要问题 |
| 1.3 研究内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究内容 |
| 1.3.2 研究方法和技术路线 |
| 2 流域概况 |
| 2.1 自然地理概况 |
| 2.1.1 自然地理范围 |
| 2.1.2 地形地貌 |
| 2.1.3 气候气象 |
| 2.1.4 土壤植被 |
| 2.1.5 水文水系 |
| 2.2 社会经济概况 |
| 2.2.1 人口数量 |
| 2.2.2 社会经济 |
| 2.2.3 农业产业发展 |
| 2.3 污染源状况与河库水质现状 |
| 2.3.1 点源污染 |
| 2.3.2 非点源污染 |
| 2.3.3 “河流-水库”水质情况 |
| 2.4 本章小结 |
| 3 流域气象水文要素变化特征分析 |
| 3.1 研究数据与方法 |
| 3.1.1 研究数据 |
| 3.1.2 研究方法 |
| 3.2 降水变化特征 |
| 3.2.1 趋势性分析 |
| 3.2.2 周期性分析 |
| 3.2.3 年际及持续性分析 |
| 3.2.4 空间分布特性 |
| 3.3 气温变化特征 |
| 3.3.1 趋势性分析 |
| 3.3.2 周期性分析 |
| 3.3.3 年际及持续性分析 |
| 3.3.4 空间分布特性 |
| 3.4 径流变化特征 |
| 3.4.1 趋势性分析 |
| 3.4.2 周期性分析 |
| 3.4.3 年际及持续性分析 |
| 3.5 泥沙变化特征 |
| 3.5.1 趋势性分析 |
| 3.5.2 周期性分析 |
| 3.5.3 年际及持续性分析 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 不同空间尺度非点源污染过程研究 |
| 4.1 不同空间尺度野外监测点布设和数据采集 |
| 4.2 杨柳小流域及径流小区概况 |
| 4.3 径流小区径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.3.1 降雨径流过程及其响应关系 |
| 4.3.2 泥沙输移过程 |
| 4.3.3 污染物迁移转化过程 |
| 4.4 杨柳小流域径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.4.1 降雨径流过程及其响应关系 |
| 4.4.2 泥沙输移过程 |
| 4.4.3 污染物迁移转化过程 |
| 4.5 汉江干流安康断面以上流域径流-泥沙-污染物过程研究 |
| 4.5.1 降雨径流过程 |
| 4.5.2 径流泥沙过程 |
| 4.5.3 水质水量过程 |
| 4.6 径流小区、杨柳小流域和安康断面以上流域的对比说明 |
| 4.7 本章小结 |
| 5 流域分布式非点源污染模型构建及验证 |
| 5.1 流域分布式非点源污染模型构建 |
| 5.1.1 降雨径流过程 |
| 5.1.2 土壤侵蚀过程 |
| 5.1.3 污染物迁移转化过程 |
| 5.2 非点源污染模型的校准与验证 |
| 5.2.1 数据库建立 |
| 5.2.2 模型效率评价指标 |
| 5.2.3 径流的校准与验证 |
| 5.2.4 泥沙的校准与验证 |
| 5.2.5 营养物的校准与验证 |
| 5.3 本章小结 |
| 6 土地利用变化对汉江流域非点源污染的影响 |
| 6.1 1995-2020 年土地利用类型变化 |
| 6.2 1995-2020 年土地利用空间格局变化 |
| 6.3 汉江流域陕西段非点源污染空间分布 |
| 6.3.1 颗粒态氮磷负荷的空间分布 |
| 6.3.2 溶解态氮磷负荷的时空分布 |
| 6.3.3 模型间结果对比 |
| 6.4 土地利用/地形与非点源污染关系探讨 |
| 6.4.1 土地利用/地形与颗粒态非点源污染关系探讨 |
| 6.4.2 土地利用/地形与溶解态非点源污染关系探讨 |
| 6.4.3 土地利用空间格局与负荷的关系讨论 |
| 6.5 本章小结 |
| 7 气候变化对汉江流域非点源污染的影响 |
| 7.1 气候变化预测 |
| 7.1.1 NCC/GU-WG模拟结果的验证 |
| 7.1.2 未来气候情景模拟 |
| 7.2 气候变化环境下非点源污染负荷的响应 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 结论与展望 |
| 8.1 主要结论 |
| 8.2 主要创新点 |
| 8.3 研究展望 |
| 附表 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录 A 博士期间发表的学术论文 |
| 附录 B 博士期间参与的科研项目 |
（3）河北滦平县流域系统生态环境质量评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义 |
| 1.3 生态环境质量评价研究概述 |
| 1.4 国外研究进展 |
| 1.5 国内研究进展 |
| 1.6 生态环境质量评价方法研究 |
| 1.7 研究内容与技术路线 |
| 1.7.1 研究内容 |
| 1.7.2 技术路线 |
| 2. 研究区概况 |
| 2.1 地理位置 |
| 2.2 气候条件 |
| 2.3 土壤和植被 |
| 2.4 地形地貌 |
| 2.5 流域系统 |
| 3. 滦平县流域系统生态环境评价指标体系的构建 |
| 3.1 评价指标体系的构建原则 |
| 3.2 指标选取 |
| 3.3 评价指标含义 |
| 3.3.1 沟道特征 |
| 3.3.2 地形地貌 |
| 3.3.3 人居环境 |
| 3.3.4 坡面状态 |
| 4. 流域系统生态环境质量评价量化模型 |
| 4.1 评价方法选择 |
| 4.2 模型建立步骤 |
| 4.2.1 建立层次结构 |
| 4.2.2 专家咨询 |
| 4.2.3 建立判断矩阵 |
| 4.2.4 层次单排序计算 |
| 4.2.5 一致性检验 |
| 4.2.6 层次总排序 |
| 4.3 确定层次指标权重 |
| 4.3.1 准则层权重确定 |
| 4.3.2 指标层权重确定 |
| 5 参评指标因子的提取 |
| 5.1 数据准备 |
| 5.2 遥感数据预处理 |
| 5.2.1 正射校正 |
| 5.2.2 辐射定标 |
| 5.2.3 大气校正 |
| 5.2.4 自动配准 |
| 5.3 土地利用的提取 |
| 5.4 植被覆盖计算 |
| 5.4.1 NDVI计算 |
| 5.4.2 植被覆盖度计算方法 |
| 5.4.3 NDVI_(soil)和NDVI_(veg)的确定 |
| 5.4.4 植被覆盖度计算结果 |
| 5.5 土壤侵蚀计算 |
| 5.5.1 降雨侵蚀力因子(R)计算 |
| 5.5.2 土壤可蚀性因子(K)计算 |
| 5.5.3 地形因子(LS)计算 |
| 5.5.4 土壤侵蚀地表综合因子Cs计算 |
| 5.5.5 计算结果及分析 |
| 5.6 其他数据 |
| 6 滦平县流域系统生态环境质量评价结果与分析 |
| 6.1 指标数据标准化 |
| 6.6.1 沟道特征 |
| 6.6.2 地形地貌 |
| 6.6.3 人居环境 |
| 6.6.4 坡面状态 |
| 6.2 生态环质量综合评价计算 |
| 6.3 计算结果 |
| 6.4 各流域生态环境质量评价 |
| 6.5 对策和建议 |
| 7. 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简介 |
| 导师简介 |
| 获得成果目录 |
| 致谢 |
（4）南疆农林复合系统生态价值及环境成本研究 ——以典型区域为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究的背景及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 国内外在农林复合系统方面的研究 |
| 1.2.2 国内外对生态系统服务功能价值的研究 |
| 1.2.3 国内外对环境成本的研究 |
| 1.2.4 国内外对条件价值评估法（CVM）的研究 |
| 1.3 研究目标、内容及思路 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 研究思路 |
| 1.4 研究方法 |
| 第2章 相关概念和理论基础 |
| 2.1 生态系统服务功能相关理论 |
| 2.1.1 生态系统服务功能及评估方法 |
| 2.1.2 生态经济学理论 |
| 2.1.3 公共物品理论 |
| 2.2 农林复合系统相关理论 |
| 2.2.1 农林复合系统的内涵 |
| 2.2.2 农林复合系统的特征 |
| 2.2.3 农林复合系统的分类 |
| 2.3 环境成本相关理论 |
| 2.3.1 环境成本及农业生产中的环境成本 |
| 2.3.2 外部性和外部性效应理论 |
| 第3章 南疆典型区及农林复合系统介绍 |
| 3.1 阿克苏地区概况 |
| 3.1.1 自然生态环境 |
| 3.1.2 社会经济条件 |
| 3.1.3 生态环境条件 |
| 3.2 第一师三团概况 |
| 3.3 农林复合系统介绍 |
| 第4章 南疆典型区农林复合系统生态价值估算 |
| 4.1 生态效益评估公式 |
| 4.1.1 林木生产营养物质价值 |
| 4.1.2 涵养水源价值 |
| 4.1.3 保育土壤价值 |
| 4.1.4 固碳释氧价值 |
| 4.1.5 净化大气环境价值 |
| 4.1.6 维持生物多样性价值 |
| 4.1.7 森林防护价值 |
| 4.1.8 娱乐文化价值 |
| 4.2 结果分析 |
| 4.2.1 阿克苏地区种植-林果-生态林农林复合系统价值测算 |
| 4.2.2 第一师三团农林复合系统生态价值测算 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 南疆典型区不同农林复合系统环境成本估算 |
| 5.1 研究区环境成本评估 |
| 5.1.1 农业生产中碳减排环境成本 |
| 5.1.2 农业生产中使用化学物质的环境成本 |
| 5.1.3 农业生产施用农药的生物多样性价值损失估算 |
| 5.1.4 杨树和人工胡杨的用水及人工成本 |
| 5.2 农林复合系统环境成本估算结果分析 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 居民对农林复合系统生态效益认知及支付意愿调查 |
| 6.1 问卷设计及样本点的确定 |
| 6.1.1 问卷设计及修正 |
| 6.1.2 样本点的选取 |
| 6.2 样本点居民特征描述性分析 |
| 6.3 居民对环境保护和农林复合系统生态效益认知 |
| 6.3.1 居民对环境现状及保护的认知 |
| 6.3.2 居民对农林复合系统生态效益的认知 |
| 6.4 居民支付意愿的交叉影响分析 |
| 6.5 居民支付意愿及支付水平 |
| 第7章 结论与启示 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 启示 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 作者简历 |
（5）漓江流域土地利用变化及生态效应研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 前言 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外相关研究进展 |
| 1.2.1 土地利用/覆被变化研究进展 |
| 1.2.1.1 土地利用/覆被时空演变规律研究 |
| 1.2.1.2 土地利用/覆被变化的驱动力研究 |
| 1.2.2 土地利用变化的生态效应研究进展 |
| 1.2.2.1 土地利用变化的环境效应研究 |
| 1.2.2.2 土地利用变化对生态系统服务的影响研究 |
| 1.2.2.3 土地利用变化对生态风险的影响研究 |
| 1.3 研究目标、内容及技术路线 |
| 1.3.1 研究目标 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2 研究区概况 |
| 2.1 研究区位置及范围 |
| 2.2 地质与地形地貌 |
| 2.2.1 地质 |
| 2.2.2 地形地貌 |
| 2.3 气候与水文 |
| 2.3.1 气候 |
| 2.3.2 水文 |
| 2.4 土壤与植被 |
| 2.4.1 土壤 |
| 2.4.2 植被 |
| 2.5 社会经济状况 |
| 2.6 旅游业发展状况 |
| 3 数据收集与预处理 |
| 3.1 数据收集 |
| 3.1.1 遥感数据 |
| 3.1.2 野外调查数据 |
| 3.1.3 其他数据 |
| 3.2 数据处理软件 |
| 3.3 遥感影像分类与解译 |
| 3.3.1 土地利用分类体系 |
| 3.3.2 影像预处理 |
| 3.3.3 遥感影像解译 |
| 3.3.4 分类后处理 |
| 3.3.5 分类精度评价 |
| 3.4 高程和坡度段划分 |
| 4 漓江流域土地利用时空演变及驱动力分析 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 数据来源 |
| 4.2.2 土地利用变化特征 |
| 4.2.3 景观格局指标的选取 |
| 4.2.4 土地利用转移矩阵分析 |
| 4.2.5 土地利用变化驱动力分析 |
| 4.3 结果与分析 |
| 4.3.1 漓江流域土地利用变化分析 |
| 4.3.1.1 土地利用总体变化 |
| 4.3.1.2 不同坡度段土地利用变化分析 |
| 4.3.1.3 不同高度带土地利用变化分析 |
| 4.3.1.4 不同时段土地利用变化动态分析 |
| 4.3.2 漓江流域土地利用景观格局变化分析 |
| 4.3.2.1 流域景观格局变化特征 |
| 4.3.2.2 流域景观类型格局变化特征 |
| 4.3.3 漓江流域土地利用转移特征分析 |
| 4.3.3.1 1973-1986年土地利用转移特征 |
| 4.3.3.2 1986-2000年土地利用转移特征 |
| 4.3.3.3 2000-2013年土地利用转移特征 |
| 4.3.3.4 40年间土地利用转移特征 |
| 4.3.4 漓江流域土地利用变化驱动力分析 |
| 4.3.4.1 1973-1986年土地利用变化驱动力 |
| 4.3.4.2 1986-2000年土地利用变化驱动力 |
| 4.3.4.3 2000-2013年土地利用变化驱动力 |
| 4.4 小结与讨论 |
| 4.4.1 小结 |
| 4.4.2 讨论 |
| 5 漓江流域生态系统服务价值时空变化研究 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 研究方法 |
| 5.2.1 数据来源 |
| 5.2.2 生态系统服务价值评价方法 |
| 5.2.2.1 生态系统服务价值计算方法 |
| 5.2.2.2 漓江流域单位面积生态服务价值的确定 |
| 5.2.3 生态服务价值敏感性分析 |
| 5.2.4 基于格网的生态系统服务价值评价方法 |
| 5.2.5 空间自相关分析法 |
| 5.3 结果与分析 |
| 5.3.1 漓江流域生态系统服务价值数量变化 |
| 5.3.1.1 生态系统服务总价值变化 |
| 5.3.1.2 生态系统服务价值变化的坡度差异 |
| 5.3.1.3 生态系统服务价值变化的高程差异 |
| 5.3.1.4 生态系统单项服务功能价值变化 |
| 5.3.1.5 生态系统服务价值敏感度分析 |
| 5.3.2 漓江流域生态服务价值流向分析 |
| 5.3.2.1 1973-1986年生态服务价值流向分析 |
| 5.3.2.2 1986-2000年生态服务价值流向分析 |
| 5.3.2.3 2000-2013年生态服务价值流向分析 |
| 5.3.2.4 40年间生态服务价值流向分析 |
| 5.3.3 基于镇（乡）区的漓江流域生态服务价值时空分异 |
| 5.3.3.1 基于镇（乡）区的生态服务价值空间分布 |
| 5.3.3.2 基于镇（乡）区的生态服务价值时空变化 |
| 5.3.4 基于格网单元的漓江流域生态服务价值时空分异 |
| 5.3.4.1 基于格网单元的生态系统服务价值时序变化 |
| 5.3.4.2 基于格网单元的生态系统服务价值空间变化 |
| 5.3.4.3 生态服务价值空间自相关分析 |
| 5.4 小结与讨论 |
| 5.4.1 小结 |
| 5.4.2 讨论 |
| 6 漓江流域土地利用变化的生态风险研究 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 研究方法 |
| 6.2.1 数据来源 |
| 6.2.2 生态风险评价单元划分 |
| 6.2.3 生态风险指数 |
| 6.2.4 空间分析方法 |
| 6.2.4.1 空间自相关分析法 |
| 6.2.4.2 半方差分析法 |
| 6.2.5 土地利用相对合理指数 |
| 6.3 结果与分析 |
| 6.3.1 土地利用变化及结构合理性评价 |
| 6.3.2 生态风险指数的空间自相关特征 |
| 6.3.2.1 全局空间自相关分析 |
| 6.3.2.2 局部空间自相关分析 |
| 6.3.3 生态风险指数的空间结构分析 |
| 6.3.4 漓江流域生态风险时空分异 |
| 6.3.4.1 生态风险空间分布 |
| 6.3.4.2 生态风险时序变化 |
| 6.3.4.3 生态风险变化的坡度差异 |
| 6.3.4.4 生态风险变化的高程差异 |
| 6.3.4.5 生态风险转移特征 |
| 6.3.5 不同土地利用类型的风险分布 |
| 6.3.6 漓江流域生态风险管理对策 |
| 6.4 小结与讨论 |
| 6.4.1 小结 |
| 6.4.2 讨论 |
| 7 结论与讨论 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 漓江流域生态可持续发展建议 |
| 7.2.1 合理区划生态功能区，促进流域协调发展 |
| 7.2.2 实施漓江水系保护工程，改善流域水环境 |
| 7.2.3 加快石漠化治理，保护喀斯特遗产地 |
| 7.2.4 加强耕地保护，提高旅游用地效益 |
| 7.2.5 加强生态文明建设，推动旅游产业转型升级 |
| 7.3 主要特色及创新点 |
| 7.4 存在的问题 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间发表论文及科研情况 |
| 致谢 |
（6）三峡库区不同果草间作模式的土壤改良效益评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 选题背景、目的及意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.3 研究展望 |
| 第2章 研究内容及方法 |
| 2.1 研究内容 |
| 2.2 研究方法 |
| 2.3 技术路线 |
| 第3章 不同配置模式对土壤物理性质的影响 |
| 3.1 不同配置模式土壤容重特征 |
| 3.2 不同配置模式土壤孔隙度特征 |
| 3.3 不同配置模式土壤粒径分布特征 |
| 3.4 不同配置模式土壤颗粒分形特征 |
| 3.5 小结 |
| 第4章 不同配置模式对土壤化学性质的影响 |
| 4.1 不同配置模式土壤有机质特征 |
| 4.2 不同配置模式土壤氮素特征 |
| 4.3 不同配置模式土壤磷素特征 |
| 4.4 不同配置模式土壤钾素特征 |
| 4.5 不同配置模式土壤有机质影响因素 |
| 4.6 小结 |
| 第5章 不同配置模式对土壤结构稳定性的影响 |
| 5.1 不同配置模式土壤团聚体分布特征 |
| 5.2 不同配置模式土壤团聚体稳定性 |
| 5.3 不同配置模式土壤微团聚体分布特征 |
| 5.4 不同配置模式土壤微团聚体结构特征 |
| 5.5 小结 |
| 第6章 不同配置模式对土壤入渗能力的影响 |
| 6.1 不同配置模式土壤入渗过程分析 |
| 6.2 不同配置模式土壤累积入渗量及入渗率变化 |
| 6.3 不同配置模式土壤入渗过程模拟 |
| 6.4 不同时段土壤入渗影响因素 |
| 6.5 不同时段土壤稳定入渗率预报模型 |
| 6.6 小结 |
| 第7章 不同配置模式改良土壤效益评价 |
| 7.1 评价体系 |
| 7.2 评价结果分析 |
| 7.3 小结 |
| 第8章 结论与展望 |
| 8.1 结论 |
| 8.2 展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 附图 |
| 参加课题、发表论文及获奖情况 |
（7）砖红壤区降雨因子对产流产沙的影响（论文提纲范文）
| 1 材料和方法 |
| 2 结果与分析 |
| 3 结论与讨论 |
（8）雨强对红壤坡耕地泥沙流失及有机碳富集的影响规律研究（论文提纲范文）
| 1 材料与方法 |
| 1.1 研究区域概况 |
| 1.2 试验设计与方法 |
| 1.3 数据处理 |
| 2 结果 |
| 2.1 模拟降雨基本特征 |
| 2.2 泥沙流失规律及其特征 |
| 2.3 不同降雨强度下泥沙和径流中有机碳的分布特征 |
| 2.4 泥沙中有机碳富集特征 |
| 3 讨论 |
| 4 结论 |
（9）基于目标MOTAD-CLUE-S模型的多目标土地利用变化模型构建及模拟研究 ——以陕西省米脂县高西沟村为例（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究意义和目的 |
| 1.3 国内外研究现状 |
| 1.3.1 土地利用变化模型研究进展 |
| 1.3.2 区域土地利用格局研究 |
| 1.4 研究内容 |
| 1.5 技术路线及方法 |
| 第二章 研究区概况及其数据处理和分析 |
| 2.1 研究区概况 |
| 2.1.1 米脂县概况 |
| 2.1.2 高西沟村概况 |
| 2.2 数据来源 |
| 2.3 数据处理 |
| 2.3.1 空间数据处理 |
| 2.3.2 遥感影像处理和土地覆被解译 |
| 2.3.3 农户调查数据处理 |
| 2.4 研究区土地利用时空格局变化分析 |
| 2.4.1 土地利用结构分析 |
| 2.4.2 土地利用动态变化分析 |
| 2.4.3 土地利用结构复杂性分析 |
| 2.4.4 土地利用程度变化分析 |
| 2.4.5 土地利用变化类型间的转移分析 |
| 2.5 小结 |
| 第三章 CLUE-S模型理论框架 |
| 3.1 CLUE-S模型描述 |
| 3.1.1 模型结构 |
| 3.1.2 需求模块 |
| 3.1.3 空间分析 |
| 3.1.4 转化规则 |
| 3.1.5 动态模拟 |
| 3.1.6 模型检验 |
| 3.2 CLUE-S模型数据 |
| 3.2.1 数据采集 |
| 3.2.2 数据处理 |
| 3.2.3 数据输入 |
| 第四章 基于目标MOTAD模型的土地需求研究 |
| 4.1 目标MOTAD模型 |
| 4.1.1 目标MOTAD模型 |
| 4.1.2 目标MOTAD模型求解过程 |
| 4.1.3 模型参数设定 |
| 4.2 样本农户基本特征分析 |
| 4.2.1 样本农户特征分析 |
| 4.2.2 农户劳动力投入 |
| 4.2.3 农户土地投入 |
| 4.2.4 农户资本投入 |
| 4.3 基于目标MOTAD模型的不同农户类型生产组合 |
| 4.4 模拟有效性检验 |
| 4.5 小结 |
| 第五章 研究区土地利用空间变化模拟 |
| 5.1 模拟方案和数据 |
| 5.1.1 模拟方案 |
| 5.1.2 尺度选择 |
| 5.2 驱动因子选取 |
| 5.2.1 驱动因子选取原则 |
| 5.2.2 驱动因子选取结果 |
| 5.2.3 模拟有效性检验 |
| 5.3. 研究区土地利用空间格局变化模拟 |
| 5.3.1 模型参数设定 |
| 5.3.2 模拟结果1 |
| 5.3.3 模拟有效性检验 |
| 5.3.4 模拟结果2 |
| 5.4 小结 |
| 第六章 结论与讨论 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 讨论 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 攻读硕士学位期间取得的科研成果 |
| 致谢 |
（10）广东省沿海防护林综合效益计量与实现研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 1 导论 |
| 1.1 选题依据及意义 |
| 1.1.1 研究背景 |
| 1.1.2 研究目的 |
| 1.1.3 研究意义 |
| 1.2 国内外研究进展 |
| 1.2.1 沿海防护林体系营建的历史进程 |
| 1.2.2 沿海防护林国内外研究综述 |
| 1.2.3 沿海防护林研究评价及其趋势 |
| 1.3 研究内容及论文组织 |
| 1.3.1 主要研究内容 |
| 1.3.2 研究思路与技术路线 |
| 1.4 研究准备 |
| 1.4.1 文献研究 |
| 1.4.2 实地调查 |
| 1.4.3 数据采集 |
| 1.4.4 方法准备 |
| 2 研究的理论基础 |
| 2.1 生态安全理论 |
| 2.1.1 生态安全理论的一般原理 |
| 2.1.2 基于生态安全理论的沿海防护林建设研究 |
| 2.2 生态经济理论 |
| 2.2.1 生态经济理论的一般原理 |
| 2.2.2 基于生态经济理论的沿海防护林效益研究 |
| 2.3 干扰理论 |
| 2.3.1 森林干扰的一般理论 |
| 2.3.2 基于干扰理论的沿海防护林效益实现研究 |
| 2.4 行为博弈理论 |
| 2.4.1 博弈论的基本分析框架 |
| 2.4.2 基于行为博弈理论的沿海防护林人为干扰研究 |
| 2.5 可持续发展理论 |
| 2.5.1 可持续发展理论的一般原理 |
| 2.5.2 遵循可持续发展轨迹的沿海防护林建设管理研究 |
| 2.6 本章小结 |
| 3 广东省沿海防护林体系建设的历史和现状 |
| 3.1 广东省沿海防护林工程区资源状况 |
| 3.1.1 自然资源状况 |
| 3.1.2 社会经济概况 |
| 3.1.3 林业资源条件 |
| 3.2 主要自然灾害 |
| 3.2.1 台风等海洋性灾害 |
| 3.2.2 洪涝干旱 |
| 3.2.3 地质灾害 |
| 3.2.4 生物灾害 |
| 3.3 广东省沿海防护林工程建设概况 |
| 3.3.1 历史进程 |
| 3.3.2 一期工程建设完成状况 |
| 3.3.3 二期工程建设规划和进展 |
| 3.4 广东省沿海防护林体系建设的总体评价 |
| 3.4.1 必要性评价 |
| 3.4.2 发展环境评价 |
| 3.5 本章小结 |
| 4 广东省沿海防护林效益评价指标体系构建 |
| 4.1 广东省沿海防护林效益评价指标确立 |
| 4.1.1 指标与指标体系的概念和作用 |
| 4.1.2 指标的筛选原则 |
| 4.1.3 指标的选取 |
| 4.2 广东省沿海防护林效益评价的指标体系 |
| 4.2.1 构建程序 |
| 4.2.2 指标体系框架 |
| 4.3 生态效益指标的内涵与测度方法 |
| 4.3.1 防火减灾效益 |
| 4.3.2 防风固沙效益 |
| 4.3.3 涵养水源效益 |
| 4.3.4 保育十壤效益 |
| 4.3.5 净化环境效益 |
| 4.3.6 固碳释氧效益 |
| 4.3.7 热力效益 |
| 4.3.8 生物多样性保持效益 |
| 4.3.9 游憩效益 |
| 4.4 经济效益指标的内涵与测度方法 |
| 4.4.1 活立木生产效益 |
| 4.4.2 薪材产品 |
| 4.4.3 近海渔业支持效益 |
| 4.5 社会效益指标的内涵与测度方法 |
| 4.5.1 就业增收效益 |
| 4.5.2 环境改善效益 |
| 4.5.3 文化科教及其他效益 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 广东省沿海防护林体系建设工程综合效益计量 |
| 5.1 数据来源及说明 |
| 5.1.1 基础数据来源和取用 |
| 5.1.2 折现率的确定 |
| 5.2 广东省沿海防护林体系建设工程效益计量 |
| 5.2.1 生态效益计量 |
| 5.2.2 经济效益计量 |
| 5.2.3 社会效益计量 |
| 5.3 广东省沿海防护林工程综合效益计量结果分析 |
| 5.3.1 广东省沿海防护林工程综合效益构成 |
| 5.3.2 广东省沿海防护林体系综合效益特征 |
| 5.3.3 广东省沿海防护林体系二期工程建设投资回报分析 |
| 5.4 本章小结 |
| 6 广东省沿海防护林综合效益实现的干扰因素分析 |
| 6.1 广东省沿海防护林干扰概述 |
| 6.2 广东省沿海防护林自然干扰 |
| 6.2.1 内源性干扰 |
| 6.2.2 外源性干扰 |
| 6.3 广东省沿海防护林人为干扰 |
| 6.3.1 围垦 |
| 6.3.2 污染 |
| 6.3.3 皆伐、择伐及盗伐 |
| 6.3.4 过度捕捞 |
| 6.3.5 旅游开发 |
| 6.3.6 开采挖矿 |
| 6.3.7 人工经营不当 |
| 6.3.8 薪材采集 |
| 6.4 本章小结 |
| 7 广东省沿海防护林人为干扰的经济学分析 |
| 7.1 广东省沿海防护林的经济属性 |
| 7.1.1 公共物品 |
| 7.1.2 外部性 |
| 7.1.3 产权安排 |
| 7.2 广东省沿海防护林人为干扰的制度成因分析 |
| 7.2.1 市场失灵 |
| 7.2.2 政府失灵 |
| 7.2.3 自愿供给失灵 |
| 7.3 本章小结 |
| 8 广东省沿海防护林人为干扰的个体行为分析 |
| 8.1 局中人及其目标差异 |
| 8.1.1 局中人设定 |
| 8.1.2 局中人目标差异 |
| 8.2 广东省沿海防护林建设参与行为分析 |
| 8.2.1 博弈模型基本假设 |
| 8.2.2 局中人效用水平 |
| 8.2.3 博弈模型构建 |
| 8.2.4 博弈分析结论与讨论 |
| 8.3 广东省沿海防护林管理干扰行为分析 |
| 8.3.1 博弈模型基本假设 |
| 8.3.2 局中人效用水平 |
| 8.3.3 博弈模型构建 |
| 8.3.4 博弈分析结论与讨论 |
| 8.4 广东省沿海防护林干扰困境及其求解 |
| 8.4.1 补贴机制下的执行行为博弈 |
| 8.4.2 惩罚机制下的执行行为博弈 |
| 8.5 本章小结 |
| 9 广东省沿海防护林效益实现的策略研究 |
| 9.1 广东省沿海防护林效益实现的投入机制 |
| 9.1.1 沿海防护林生态补偿标准的确定 |
| 9.1.2 补偿资金的投入机制 |
| 9.1.3 补偿资金管理机制 |
| 9.2 广东沿海防护林效益实现的监督机制 |
| 9.2.1 建立领导任期目标管理责任制 |
| 9.2.2 加强基层政府的监管责任 |
| 9.2.3 依法强化对违法行为的惩处力度 |
| 9.3 广东沿海防护林效益实现的科技支撑体系 |
| 9.4 本章小结 |
| 10 结论与讨论 |
| 10.1 结论 |
| 10.2 本文的创新之处 |
| 10.3 不足与展望 |
| 11 参考文献 |
| 12 个人简介 |
| 13 导师简介 |
| 获得成果目录清单 |
| 致谢 |
| 附录1 沿海防护林建设区县调查表 |
| 附录2 沿海防护林建设公众调查表 |
| 附录3 专家咨询表 |
四、垠耕地经济林模式泥沙流失与降雨因子的灰色关联研究（论文参考文献）
- [1]降雨量和饲料苎麻对坡地水流失和生物量的影响[J]. 熊伟,徐敏,王维,汤涤洛,汪红武. 湖北农业科学, 2021(19)
- [2]汉江流域陕西段非点源污染特征及模型模拟研究[D]. 郝改瑞. 西安理工大学, 2021
- [3]河北滦平县流域系统生态环境质量评价研究[D]. 肖恩邦. 北京林业大学, 2017(04)
- [4]南疆农林复合系统生态价值及环境成本研究 ——以典型区域为例[D]. 王娇. 塔里木大学, 2016(07)
- [5]漓江流域土地利用变化及生态效应研究[D]. 胡金龙. 华中农业大学, 2016(02)
- [6]三峡库区不同果草间作模式的土壤改良效益评价[D]. 秦丰. 西南大学, 2015(07)
- [7]砖红壤区降雨因子对产流产沙的影响[J]. 余长洪,李就好,陈凯,姜俊红,韦歆娜. 水土保持研究, 2015(01)
- [8]雨强对红壤坡耕地泥沙流失及有机碳富集的影响规律研究[J]. 聂小东,李忠武,王晓燕,申卫平,张雪,郭旺,马文明,王曙光. 土壤学报, 2013(05)
- [9]基于目标MOTAD-CLUE-S模型的多目标土地利用变化模型构建及模拟研究 ——以陕西省米脂县高西沟村为例[D]. 刘俊新. 西北大学, 2012(01)
- [10]广东省沿海防护林综合效益计量与实现研究[D]. 李怡. 北京林业大学, 2010(09)