内蒙古锡林郭勒盟景观尺度土壤保持功能的空间分布

蒋欣阳，贾志斌，张雪峰，卓 义,，郄迎翔

1.内蒙古大学 生态与环境学院，呼和浩特010021 2.中国农业科学院 草原研究所，呼和浩特010010

我国是全球土壤侵蚀最为严重的国家之一，土壤侵蚀面积达3.67×106km2，占国土面积的38.2%，其中水蚀面积达1.79×106km2，风蚀面积达1.88×106km2（许志信和赵萌莉，2000；王彬和郑粉莉，2013）。土壤侵蚀不仅造成草原退化，耕地面积减少，土壤肥力下降，而且大量径流泥沙及其挟带的污染物对区域生态安全造成严重威胁。土壤保持作为陆地生态系统的主要服务功能之一，越来越受到人们的重视（Costanza et al，1997；Millennium Ecosystem Assessment，2005）。20 世纪60年代美国水土保持学家Wischmeier提出通用土壤流失方程（Universal soil loss equation，USLE），为定量研究土壤侵蚀提供了有效途径（Wischmeier and Smith，1965）。20世纪80年代后，随着遥感技术的发展，研究方法由径流小区数据实测向大范围的动态监测发展，具有多时段、多波段、高分辨率等特点的卫星资源，使数据的获取可以不受地面条件的限制，使人们能够在景观尺度及时、高效、精准地获取大量的水土流失信息。当前国内开展草原生态系统土壤保持功能研究最多的自然地理区域为黄土高原的暖温型半干旱草原带。该区域土壤侵蚀严重，生态环境脆弱，水土流失规律的研究可以为区域尺度水土保持治理规划编制和景观尺度小流域水土保持综合治理措施配置提供理论依据（韩永伟等，2012；孙文义等，2014）。于格等（2006）、王建林等（2014）分别对我国分布面积最大的青藏高原高寒草甸土壤保持功能及土壤碳磷比等化学计量特征开展研究。在内蒙古中温型草原带，陈贵廷等（2009）、张宏斌等（2009）分别对呼伦贝尔草甸草原土壤侵蚀时空动态及景观格局的时空演变进行分析。冯宇等（2013）对呼伦贝尔草原防风固沙功能的时空分布特征开展研究。巩国丽等（2014）对锡林郭勒典型草原生态系统风蚀做了定量分析。张雪峰等（2015）采用改进的通用土壤流失方程（RUSLE）对锡林河流域草原生态系统的土壤保持功能进行了空间分析。然而，目前国内对草原土壤保持功能的研究仍停留在生态系统尺度上，缺乏对景观尺度的研究。景观是众多生态系统的集合，其多层异质结构是探索人类活动通过土地利用/覆被变化、影响区域水土流失分布格局和变化规律的最佳尺度（宋章建等，2015）。因此，对比生态系统尺度，景观尺度考虑景观功能单元的空间分布特征对土壤保持功能的影响，可以对土壤保持功能进行综合、全面分析，为区域环境管理和景观尺度生态规划的编制提供科学依据（刘宇等，2013）。

锡林郭勒盟位于内蒙古自治区中部，地处欧亚草原区、东亚森林区和中亚荒漠区的交汇地带，不仅是我国最大的畜牧业生产基地和矿产、能源基地，而且是祖国北方重要的生态屏障，位于东部湿润区向西北干旱区的过渡地带（刘爱军和韩建国， 2007）。但在过去半个世纪中，由于强烈的人类活动干扰，不合理的土地利用及全球气候变化等多种因素的影响，植被退化，土地风蚀沙化，水土流失加剧，导致锡林郭勒盟成为扬尘、沙尘暴的主要沙源地，直接危及京津地区乃至华北、东北的生态安全，严重威胁到当地各族民众的生存与发展（李青丰等，2003）。因此，在景观尺度分析锡林郭勒盟土壤保持功能的空间分布格局，对于认识区域水土流失规律，优化土地利用结构，采取切实可行的生态恢复措施，就显得愈发重要。

本文在总结前人研究的基础上，应用遥感技术和改进的通用土壤流失方程（Revised universal soil loss equation，RUSLE），深入研究不同尺度、不同景观类型的土壤保持功能及其空间分布特征，揭示水土流失各项因子对景观土壤保持功能的影响，以期为我国北方温带草原土地资源保护和生态系统管理提供理论支撑，保障国家和区域的生态安全。

1 材料和方法

1.1 研究区概况

锡林郭勒盟位于内蒙古自治区中部，辖2市9旗1县，土地总面积约为202580 km2，草原总面积为192512 km2，占土地总面积的95.03%（金云翔等，2011）；地势自西南向东北倾斜，地貌以高原为主体，海拔高度在778 — 1957 m（张良侠等，2014）；气候属于北半球中温带干旱、半干旱大陆性季风气候，年均气温1℃ — 2℃，年平均降水量200 —350 mm，降水主要集中在每年的6 — 8月（徐广才等，2012）。研究区土壤类型有黑钙土、栗钙土、风沙土以及盐土等（巩国丽等，2014）。景观类型以草地为主，林地主要分布在研究区东部大兴安岭西南麓，耕地主要分布在研究区南部的阴山北麓。草原为研究区地带性植被，依水热条件的分异自东向西依次为草甸草原、典型草原和荒漠草原3个植被亚型。研究区中部为浑善达克沙地。

1.2 数据来源

锡林郭勒盟年降水量和月降水量数据均来源于World Clim网站（http://worldclim.org）；土壤数据库是基于世界土壤数据库（Harmonized World Soil Database，HWSD）的中国土壤数据集（v1.1）（http://westdc.westgis.ac.cn/）；数字高程模型（Digital elevation model，DEM）数据来自中国90 m分辨率数字高程SRTM-DEM数据产品（http://www.gscloud.cn/）；MODIS数 据 为 250 m 分 辨率的16 d最大值合成的植被指数MOD13Q1产品（http://www.gscloud.cn/）。利用MODLAND提供的MRT软件对MODIS数据进行子集提取、图像镶嵌、数据格式转换、投影转换等处理，以获得质量较为可靠的NDVI数据；锡林郭勒盟景观类型数据来源于1 km分辨率的TM（2014年）遥感影像（来源于全国陆地区域的多时相1:100万比例尺土地利用现状数据库（http://www.resdc.cn/）。因景观是由多个像元组成的异质性地理单元，所采用的景观分类体系可根据土地利用现状分类标准（GB/T 21010 — 2007）进行分类并建立遥感影像解译标志（表1），经人机交互解译获得锡林郭勒盟景观类型的空间分布图（图1）。

1.3 研究方法

土壤侵蚀量与土壤保持量的计算：

土壤保持功能可以用土壤保持量（s）表示。采用改进的通用土壤流失方程RUSLE分别估算锡林郭勒盟潜在土壤侵蚀量和现实土壤侵蚀量，两者之差即为锡林郭勒盟土壤保持量。

表1 锡林郭勒盟景观分类体系Tab.1 Landscape classif i cation system of Xilin Gol League

图1 锡林郭勒盟景观类型空间分布图Fig.1 The spatial distribution of landscape types in Xilin Gol League

潜在土壤侵蚀量是指在没有植被覆盖和水土保持措施情况下的土壤侵蚀量。不考虑植被覆盖因子和水土保持措施因子，即C = 1，P = 1，此时，RUSLE计算公式为：

现实土壤侵蚀量是在有植被覆盖和水土保持措施情况下的土壤侵蚀量，其计算公式为：

由(1)和(2)式，可计算出土壤保持量为：

式中：Ap为单位面积潜在土壤侵蚀量（t ∙ hm-2∙ a-1）；Ar为单位面积现实土壤侵蚀量（t ∙ hm-2∙ a-1）；As为单位面积土壤保持量（t ∙ hm-2∙ a-1）；R 为降雨侵蚀力 因 子（MJ ∙ mm ∙ hm-2∙ h-1∙ a-1）；K 为 土 壤 可 蚀 性因子（t ∙ hm2∙ h ∙ MJ-1∙ hm-2∙ mm-1）；L 和 S 分别是坡长和坡度因子，无量纲；C为植被覆盖和经营管理因子，无量纲；P为土壤保持措施因子，无量纲。各因子统一栅格单元为90 m×90 m，利用ENVI 5.0和ArcGIS 10.0软件计算并分析。各因子采用的计算方法如下：

（1）降雨侵蚀力因子R值的估算

降雨侵蚀力因子反映出标准状态下降雨对土壤的侵蚀潜能，是评价降雨对土壤剥离、搬运、侵蚀的动力指标，直接影响土壤侵蚀模型的预报精度（王海涛和易建文，2014）。本文采用Wischmeier and Smith（1965）提出的月尺度公式：

式中：P为年均降雨量（mm）；Pi为第i月降雨量（mm）。计算出的 R 单位为 100 ft ∙ t ∙ in ∙ ac-1∙ h-1∙ a-1，换 算 为国际单 位 MJ∙mm∙hm-2∙h-1∙a-1需乘以系数17.02。

（2）土壤可蚀性因子K值的估算

土壤可蚀性因子K值是对某一特定土壤固有可蚀性的一种定量描述，是表征土壤性质对侵蚀作用敏感程度的指标（翟伟峰和许林书，2011）。土壤可蚀性需与土壤性质参数建立关系，然后采用Sharpley and Williams（1990）建立的有关土壤可蚀性与土壤颗粒组成和有机碳数据的评估方法，完成对可蚀性因子K值的估算。公式如下：

式中：SAN、SIL、CLA和Co分别为土壤中砂粒（0.05 — 2 mm）、粉粒（0.002 — 0.05 mm）、黏粒（＜0.002 mm）和有机碳含量（%）；SN1= 1-SAN/100；由于下载的土壤数据库中土壤颗粒组成数据采用的分级标准为国际制，而式（5）中要求为美国制，因此需要进行土壤粒径转换，在Matlab软件中采用三次样条插值程序完成（蔡永明等，2003）。

（3）坡长坡度因子L∙S值的估算

坡长因子L是指降雨、土壤、坡度、地表状况等条件一致时，某种坡长的坡面土壤侵蚀量与22.13 m坡长的坡面土壤侵蚀量的比值。坡度因子S是指其他条件一致的情况下，某坡度下的坡面土壤侵蚀量与坡度为5.14°时的坡面土壤侵蚀量的比值（Wischmeier and Smith，1965）。所以，坡长坡度因子也称为地形因子，可以反映地貌特征对土壤侵蚀的作用。在区域尺度上，该因子可通过数字高程模型来计算L∙S。本文采用Van Remortel（Van Remortel et al，2001）等编写的AML代码从DEM中提取L∙S因子。

（4）植被覆盖和经营管理因子C值的估算

植被覆盖和经营管理因子是指在相同的土壤、坡度和降雨条件下，有特定植被覆盖或田间管理的土地上的土壤流失量与实施清耕、无覆盖裸露休闲地上的土壤流失量的比值，取值在0 — 1，无量纲，是评价植被因素对土壤侵蚀能力影响的重要指标（吴昌广等，2012）。由于C值与植被覆盖度之间具有良好的相关性，因此，本文利用NDVI值计算锡林郭勒盟区域内的植被覆盖度，然后根据蔡崇法（蔡崇法等，2000）等建立的覆盖度与C值的关系来计算C值。计算公式：

式中：fc为覆盖度（%）；C为植被覆盖和经营管理影子；NDVI为归一化植被指数；NDVImax、NDVImin分别是锡林郭勒盟区域NDVI的最大值和最小值。

（5）土壤保持措施因子P值的估算

P值是采取土壤保持措施后的土壤流失量与未采取任何土壤保持措施的土壤流失量之比，它反映土壤保持措施对土壤侵蚀能力的抑制作用。P值变化范围为0 — 1，0代表防治措施很好，基本不发生侵蚀的地区，1代表未采取任何防治措施。P值的确定是一个极其复杂的过程，至今很少有人得到系统性研究的成果（马超飞等，2001；何兴元等，2005；许月卿和蔡云龙，2006）。本文采用前人研究的经验结果并结合研究区实际情况对P因子进行赋值（李晓松等，2009）（表2）。

2 结果与分析

2.1 锡林郭勒盟区域尺度土壤保持功能各因子的空间分布特征

依据上述研究方法计算得出研究区土壤保持各因子的空间分布图（图2）。可以看出，在研究区内，降雨侵蚀力因子R从东南向西北方向逐渐减小（图2a）；土壤可蚀性因子K由中部向东北和西南方向逐渐递减（图2b）；坡长坡度因子L∙S研究区内没有明显的变化特征（图2c）；植被覆盖和管理因子C在研究区域内从东南向西北方向逐渐增大，与降雨侵蚀力因子的变化趋势相反（图2d）；除了沙地、旱地和部分林地，土壤保持措施因子P在研究区域内基本没有变化；位于研究区东北部乌珠穆沁范围内的林地和中部的浑善达克沙地，均属于京津风沙源治理工程的建设范围，实施有水土保持治理措施和防风治沙工程；南部旱地，采用保护性耕种技术和耕作方式，防治土壤侵蚀（李昊，2007）（图2e）。

2.2 锡林郭勒盟不同景观类型土壤保持功能的空间分布特征

将锡林郭勒盟土壤保持各因子代入改进的通用土壤流失方程中，在ArcGIS软件中形成各因子的栅格数据形式，运用栅格计算器计算得出土壤保持功能的空间分布图（图3）。结果表明，研究区单位面积土壤保持量平均值为 85.39 t ∙ hm-2∙ a-1，土 壤 保 持 总 量 为 16.99×108t ∙ a-1。 根 据 锡 林 郭 勒盟一级景观类型的土壤保持功能统计结果（表3），草地景观土壤保持总量为 148.93×107t ∙ a-1，占研究区土壤保持总量的87.625%，是锡林郭勒盟各一级景观类型土壤保持总量之最，其次分别是耕地景观和林地景观，其中耕地景观土壤保持总量为 8.84×107t ∙ a-1，占研究区土壤保持总量的5.204%；林地景观土壤保持总量为 6.75×107t ∙ a-1，占研究区土壤保持总量的3.973%。土壤保持总量最低的景观类型是水域，土壤保持总量为0.20×107t ∙ a-1，仅占研究区土壤保持总量 0.118%。研究区一级景观类型单位面积土壤保持量以林地 景 观 最 高， 为 221.26 t ∙ hm-2∙ a-1， 其 次 分 别 是耕 地 景 观 和 草 地 景 观， 为 148.29 t ∙ hm-2∙ a-1和89.31 t ∙ hm-2∙ a-1，一级景观类型单位面积土壤保持能力大小排序为：林地＞耕地＞草地＞住宅用地＞未利用地＞水域（表3）。在二级景观类型中，高覆盖度草地景观土壤保持总量最高，约为1.285×109t ∙ a-1，占研究区土壤保持总量的64.673%，其次为中覆盖度草地、低覆盖度草地、灌木林地和沙 地， 分 别 为 4.435×108t ∙ a-1（占 22.323%），9.725×107t ∙ a-1（占 4.895%），6.295×107t ∙ a-1（占3.169%），6.123×107t ∙ a-1（占 3.082%），平原旱地与有林地也有一定的土壤保持功能。二级景观类型中单位面积土壤保持量以灌木林地最高，为 229.43 t ∙ hm-2∙ a-1，其次是有林地、疏林地、丘陵旱地、平原旱地、高覆盖度草地、山地旱地、中覆盖度草地、沙地、农村居民点和低覆盖草地等， 分 别 为 177.38 t ∙ hm-2∙ a-1、168.57 t ∙ hm-2∙ a-1、159.65 t ∙ hm-2∙ a-1、146.33 t ∙ hm-2∙ a-1、141.81 t ∙ hm-2∙ a-1、118.32 t ∙ hm-2∙ a-1、81.80 t ∙ hm-2∙ a-1、66.63 t ∙ hm-2∙ a-1、46.72 t ∙ hm-2∙ a-1和 44.32 t ∙ hm-2∙ a-1（图 4）。从整体来看，锡林郭勒盟各景观类型土壤保持功能具有空间异质性。同为一级景观内的各二级景观类型，土壤保持功能相差较大，例如同为林地景观，有林地、灌木林地、疏林地的土壤保持功能相差不大，但其他林地（如园林、果林等）的土壤保持功能比前三者低8倍多；草地景观中，高覆盖度草地土壤保持功能是中覆盖度草地的近2倍，是低覆盖度草地的3倍，中、低覆盖度草地的土壤保持功能甚至比沙地、农村居民点以及一些耕地景观还要低；同为住宅用地景观，农村的土壤保持能力高于城镇。由于不同景观格局形成原因与机制不同，导致景观结构各异，而景观结构与景观功能相辅相成，所以随时间变化景观功能差异越来越大（邬建国，2007）。一些旱地景观也具有较高的土壤保持功能，甚至高出部分林地、草地，这可能是由于研究区地势南高北低，南部旱地集中、坡度大，潜在土壤侵蚀量大，但是其农田集约化程度较高，采用高效的耕作方式，应用保护性耕作技术和巧妙利用径流的方法来蓄积降水，降低实际土壤侵蚀量，最终导致其土壤保持功能较高（何刚和刘鸿雁，2004；孙新章等，2005）。

表2 研究区P因子表Tab.2 The value of P factor for different landscape types in Xilin Gol League

图2 研究区土壤保持功能各因子空间分布Fig.2 Spatial distribution of factor of soil conservation function in Xilin Gol League

图3 锡林郭勒盟土壤保持功能空间分布Fig.3 Spatial distribution of soil conservation function in Xilin Gol League

综上所述，锡林郭勒盟不同景观的土壤保持功能中，林地的土壤保持功能最强，耕地与草地次之，而草地作为锡林郭勒盟景观的主体，面积是林地的近6倍，单位面积土壤保持量仅为林地的1/2；而中覆盖度草地，作为第二大草地景观，单位面积土壤保持量为丘陵旱地的1/2，土壤保持功能有待进一步提高。所以尽快提高草地景观的土壤保持功能是防治研究区土壤侵蚀的重要措施，也是防治草原退化、保障区域生态安全的有效途径。

由图5可以看出，植被覆盖度对景观的土壤保持功能具有显著影响。整体而言，锡林郭勒盟不同景观类型土壤保持功能随植被覆盖度的增加呈非线性增长趋势。当植被覆盖度小于50%时，单位面积土壤保持量随植被覆盖度增大而缓慢增加；当植被覆盖度大于50%时，土壤保持功能随植被覆盖度增大而显著增加。可见，适当增加植被覆盖度有利于防治土壤侵蚀，提高景观土壤保持功能，降低景观破碎化程度，促进景观可持续性。

2.3 锡林郭勒盟土壤养分保持量

锡林郭勒盟土壤中N、P、K元素的年保持量分别 为 9.25×106t ∙ a-1、6.14×106t ∙ a-1、3.41×107t ∙ a-1。研究区各营养元素保持量与土壤保持量分布相差不大（图6）。

表3 锡林郭勒盟一级景观类型土壤保持功能Tab.3 Soil conservation function of the fi rst level landscape types in Xilin Gol League

图4 锡林郭勒盟二级景观类型土壤保持功能Fig.4 Soil conservation function of the second level landscape types in Xilin Gol League

在GIS中，将二级景观类型栅格数据与土壤养分保持量数据进行区域分析，得到表4。其中N、P、K的土壤保持总量均以高覆盖度草地最高，分别为 5.25×106t ∙ a-1、4.39×106t ∙ a-1、2.43×107t ∙ a-1；其次为中覆盖度草地和低覆盖度草地，分别为 2.70×106t ∙ a-1、9.65×105t ∙ a-1、5.72×106t ∙ a-1和 4.32×105t ∙ a-1、2.04×105t ∙ a-1、1.18×106t ∙ a-1。单位面积N元素保持量以灌木林最高，为0.69 t ∙ hm-2∙ a-1，其次为有林地和疏林地，分别为0.68 t ∙ hm-2∙ a-1和 0.66 t ∙ hm-2∙ a-1； 单 位 面 积 P 元素保持量以灌木林最高，为 0.69 t ∙ hm-2∙ a-1，其次为有林地和山地旱地，分别为 0.55 t ∙ hm-2∙ a-1和0.52 t ∙ hm-2∙ a-1；单位面积 K 元素保持量以有林地最高，为 3.55 t ∙ hm-2∙ a-1，其次为山地旱地和灌木林，分别为 3.22 t ∙ hm-2∙ a-1和 3.17 t ∙ hm-2∙ a-1。草原景观作为锡林郭勒盟主体景观，其高覆盖度草地单位面积土壤养分保持量相对较高，而中、低覆盖度草地单位面积土壤养分保持量相对较低。中、低覆盖度草地因过度放牧，家畜的踩踏对土壤紧实程度有较大影响，通气透水条件改变，使土壤表层养分含量下降（萨如拉等，2013；邵玉琴等，2011）。因此，今后应采取措施提高草地的保水保肥性和缓冲性，以遏制草原土壤退化，维持生态安全，提升人类福祉（许中旗等，2006；贺俊杰，2013）。

图6 锡林郭勒盟单位面积土壤养分保持量空间分布Fig.6 Spatial distribution of soil nutrient conservation in Xilin Gol League

3 讨论

景观是具有不同土壤保持功能景观单元的空间镶嵌体，其土壤保持功能与内部景观类型、空间关系、多样性密切相关（邬建国，2007）。锡林郭勒盟作为我国温带草原的典型区域，在水蚀条件下，其景观单元（或土地利用类型）的面积、形状、丰富度及它们的空间格局对泥沙在地表运移，具有不同强度的阻滞作用（刘宇等，2013）。而目前涉及到土壤保持功能的研究，主要是针对生态系统尺度土壤保持功能的定性研究，很少考虑景观单元的分布格局及其对景观功能的定量研究。因此，基于RUSLE模型，运用GIS技术，将模型中使用的栅格数据均重采样至90 m×90 m的景观单元，通过叠加分析和分区统计定量评估锡林郭勒盟各景观土壤保持功能。研究结果显示：锡林郭勒盟单位面积土壤保持量 平 均 值 为 85.39 t ∙ hm-2∙ a-1， 土 壤 保 持 总 量 为1.699×109t ∙ hm-2∙ a-1。锡林郭勒盟一级景观的土壤保持功能林地＞耕地＞草地＞住宅用地＞未利用地＞水域。草地景观作为研究区的主要景观，分布面积较大，但其土壤保持功能较低。由于高强度放牧，家畜的踩踏增加土壤紧实程度，通气透水条件改变，更易形成地表径流，增加土壤侵蚀；同时草地退化使其景观破碎化较为严重，对泥沙运移的阻滞作用也有所降低（张雪峰等，2015）。林地景观土壤保持量虽然较高，但多以灌木林地为主，森林片段化现象严重，边缘效应凸显，在边缘区的低矮植被由于缺乏高大林木的保护，光照、风沙、地表径流可以直接入侵林下，所以应尽量使林木处于边缘效应影响范围之内，达到最大的生态和经济效益（田超等，2011）。在对二级景观土壤保持功能的分析中，其空间分布差异较大，这可能与景观内部的镶嵌性格局有关。高、中覆盖度草地的土壤保持功能相对灌木林地、平原旱地较低，在锡林郭勒草原生态安全保障方面并未发挥其应有的作用。因此，在实际工作中应采取有针对性的生态恢复工程措施，改变植被分布格局，提高景观完整性，防治水土流失；提高草地的土壤保持能力，减少人为开垦，退耕还草，适时禁牧，防治土壤沙化（杨光梅等，2007）。

表4 锡林郭勒盟主要景观土壤养分保持量Tab.4 Soil nutrients retention of main landscapes in Xilin Gol League

景观的土壤保持功能受到多种因素影响，例如区域气候条件、地貌特征、土壤类型、植被覆盖及人为干扰等。在景观尺度上，降雨侵蚀力因子、土壤可蚀性因子、坡长坡度因子，在一定时间范围内可以认为是稳定的，因而决定土壤抵抗侵蚀能力大小的主要是植被覆盖度。研究区植被覆盖度大于50%时，土壤保持能力明显提高，可见提高植被覆盖度对于提升景观土壤保持能力具有积极作用。同时，在农区推行退耕还草，在牧区推行草畜平衡、休牧禁牧、生态补偿奖励机制等政策与措施，可以提高植被覆盖度，改善群落结构，增强锡林郭勒草原的土壤保持能力，保障研究区的生态安全和人类福祉。

土壤养分保持能力直接影响粮食产量和草地生产力，从而影响到研究区人民的生活水平，以及种植业和畜牧业的可持续发展。研究区土壤养分保持量总体处于中等水平并呈从东南向西北递减的趋势，N元素保持量、P元素保持量相对较低，K元素保持量较高，可见土壤养分的积累和空间分布特征受降雨量分布、植被状况、土壤理化性质等因素的影响（贺俊杰，2013），这为退化、沙化草地人工恢复和草地资源合理利用提供依据。

4 结论

本文基于RUSLE模型和GIS技术研究了锡林郭勒盟区域和景观尺度土壤保持功能，并着重分析了一、二级景观的空间分布特征及土壤保持功能的主要影响因子。研究表明，锡林郭勒盟具有较强的土壤保持功能，其分布特征依植被覆盖度的高低由东南向西北递减，在空间上具有异质性。在研究区一、二级景观土壤保持功能的分析中，林地的土壤保持功能最高，耕地与草地次之，水域最差。草地作为研究区的主体景观，其土壤保持功能的提高，对保障研究区乃至华北等地的生态安全，防治草原退化、水土流失尤为重要。但在研究过程中尚存在一些不足之处：（1）各因子运算过程中产生误差。例如降雨侵蚀力因子并未使用插值计算，精度有限；土壤可蚀性因子的计算需对土壤粒级进行三次样条插值，将国际制转为美制，计算过程中不可避免地产生误差。（2）各因子计算所需初始数据精度不一致，在进行投影转换、重采样等栅格计算过程中会产生误差。因此，在区域景观尺度探讨土壤保持功能，可能存在一些误差。尽管存在以上问题，应用RUSLE模型和遥感技术对区域和景观尺度土壤保持进行估算是可行并有效的，能为揭示各级景观类型的空间分布规律和景观过程特点，认识锡林郭勒盟生态环境的敏感性以及所面临的生态环境问题，探讨景观功能与景观服务之间的关系做出贡献，进而为我国温带草原区域生态环境的综合整治提供科学依据和数据支持。

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