趙志剛，王凱榮，向開(kāi)成，謝小立

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué) 生物科學(xué)安全技術(shù)學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128；2.青島農(nóng)業(yè)大學(xué) 農(nóng)業(yè)生態(tài)與環(huán)境健康研究所，山東 青島 266109；3.中國(guó)科學(xué)院 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，長(zhǎng)沙 410125；4.宜春學(xué)院 生命科學(xué)與資源環(huán)境學(xué)院，江西 宜春 336000）

農(nóng)業(yè)景觀一般指草地、耕地、林地、樹(shù)籬及道路等多種景觀斑塊的鑲嵌體，表現(xiàn)為物種生存于其中的各類(lèi)破碎化棲息地的空間網(wǎng)格［1］；廣義的農(nóng)業(yè)景觀包括農(nóng)田、果園及廠礦、人工林地、農(nóng)場(chǎng)、牧場(chǎng)、水域和村莊等生態(tài)系統(tǒng)，以農(nóng)業(yè)特征為主，是人類(lèi)在自然景觀基礎(chǔ)上建立起來(lái)的自然生態(tài)結(jié)構(gòu)與人為特征的綜合體［2］。景觀空間格局是景觀生態(tài)學(xué)的重要研究?jī)?nèi)容之一，最常用的定量化研究方法［3］是用景觀指數(shù)描述景觀格局特征，建立景觀格局與生態(tài)過(guò)程之間的聯(lián)系，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值指人們能夠直接或者間接從生態(tài)系統(tǒng)功能中獲取的產(chǎn)品和服務(wù)［4］，近年來(lái)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的研究逐漸成為生態(tài)學(xué)研究的一個(gè)熱點(diǎn)問(wèn)題。本文參照Costanza等［4］人提出的生態(tài)服務(wù)價(jià)值計(jì)算方法，以景觀之間的轉(zhuǎn)化數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，以冀東平原典型區(qū)域——河北灤縣為例分析生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的變化，并借助土地利用圖進(jìn)行分類(lèi)，結(jié)合GIS和Fragstats軟件進(jìn)行計(jì)算與分析，研究農(nóng)業(yè)景觀格局與動(dòng)態(tài)變化，并簡(jiǎn)要探究景觀格局與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)之間的相關(guān)性，這些內(nèi)容對(duì)深入研究生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)與景觀格局的內(nèi)在變化，進(jìn)一步揭示生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)變化的驅(qū)動(dòng)機(jī)制具有重要意義，并可為指導(dǎo)冀東平原區(qū)域農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)設(shè)計(jì)與發(fā)展規(guī)劃提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與數(shù)據(jù)來(lái)源

灤縣地處冀東燕山南麓，灤河西畔，總面積1027 .67km2，是傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)大縣。其地理坐標(biāo)118°14′—118°49′E、39°34′—39°58′N(xiāo)；轄13個(gè)鎮(zhèn)，全縣地勢(shì)北高南低，山丘面積約占22%，中部、南部為灤河沖積平原，地勢(shì)平坦，約占全縣的60.4%，縣域河道縱橫，有灤河、沙河、白龍河等11條河流。灤縣屬季風(fēng)性大陸氣候區(qū)，全年平均氣溫10.5℃，常年平均降雨量為715mm。

本研究采用1996年、2009年灤縣土地利用現(xiàn)狀圖及矢量化圖，結(jié)合灤縣區(qū)域的實(shí)際情況，將其農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型劃分為6種類(lèi)型（表1）:林地景觀、農(nóng)田景觀、園地景觀、建設(shè)地景觀、水域景觀、荒地景觀。使用ArcGIS 9.3將矢量數(shù)據(jù)柵格化（圖1），并將柵格數(shù)據(jù)導(dǎo)入Fragstats 3.3中進(jìn)行景觀空間格局指數(shù)的計(jì)算。

表1 灤縣農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型

圖1 1996年、2009年灤縣農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型

2 研究方法

2.1 景觀格局指數(shù)

景觀指數(shù)是景觀格局信息的高度濃縮，能定量反映其結(jié)構(gòu)組成和空間配置特征，能建立景觀結(jié)構(gòu)與過(guò)程間的聯(lián)系，更好地解釋與理解景觀功能。許多學(xué)者應(yīng)用該理論和方法在土地利用、環(huán)境和自然保護(hù)、農(nóng)業(yè)等方面作了大量的工作，依此描述建設(shè)用地景觀的形態(tài)及分布情況，取得了較好效果［5－6］。

本文主要選取表現(xiàn)景觀要素、分布和形狀特征的指標(biāo)，包括斑塊總面積（CA）、斑塊密度（PD）、最大斑塊指數(shù)（LPI）、分維數(shù)（PFD）、穩(wěn)定性指數(shù)（SK）。各個(gè)指標(biāo)的表達(dá)公式及其生態(tài)學(xué)意義可以參見(jiàn)文獻(xiàn)［7－9］。

2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)估指標(biāo)

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)估指標(biāo)的選取是以生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能為基礎(chǔ)。在本研究中，參照Daily［10］、聯(lián)合國(guó)千年生態(tài)系統(tǒng)評(píng)估（MA）［11］和謝高地等［12］的方法，將灤縣生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能劃分為產(chǎn)品服務(wù)和生命支持服務(wù)2個(gè)層面，服務(wù)類(lèi)型包括供給、調(diào)節(jié)和文化服務(wù)3大類(lèi)型，形成食物生產(chǎn)、原材料、氣體調(diào)節(jié)、氣候調(diào)節(jié)、水源涵養(yǎng)、廢物處理、土壤保持、生物多樣性保護(hù)、娛樂(lè)文化9項(xiàng)評(píng)估指標(biāo)。

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)估方法

食物生產(chǎn)與原材料價(jià)值由凈第一性生產(chǎn)力、標(biāo)準(zhǔn)煤價(jià)格求算［13］；根據(jù)植被凈初級(jí)生產(chǎn)力、光合作用反應(yīng)方程式與瑞典碳稅率及工業(yè)制氧價(jià)求算氣體調(diào)節(jié)價(jià)值［14］；依照單位面積綠地改善區(qū)域溫度、濕度等能力及改善所需人工費(fèi)用來(lái)估算氣候調(diào)節(jié)價(jià)值；通過(guò)降雨徑流率與植被覆蓋度以及庫(kù)容成本求算水源涵養(yǎng)價(jià)值［15］；依據(jù)植物對(duì)SO2、滯塵等的吸收能力及治理費(fèi)用估算廢物處理的潛在價(jià)值［16］；依據(jù)潛在和實(shí)際土壤侵蝕量估算土壤保持量［17］，結(jié)合土壤中N，P，K含量和化肥平均價(jià)格估算土壤形成與保護(hù)價(jià)值［18］；依據(jù)費(fèi)用支出法考慮用于生物多樣性保護(hù)所需要經(jīng)濟(jì)價(jià)值成本來(lái)測(cè)算生物多樣性的經(jīng)濟(jì)價(jià)值［19］；通過(guò)市場(chǎng)價(jià)值法估算區(qū)域旅游娛樂(lè)綜合收入測(cè)算娛樂(lè)文化的經(jīng)濟(jì)價(jià)值［20］。

以Costanza的研究方法［4］為基礎(chǔ)，確定生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)估公式為:

式中:ESVi——第i類(lèi)農(nóng)業(yè)景觀系統(tǒng)的生態(tài)服務(wù)價(jià)值（元）；VCij——第i類(lèi)農(nóng)業(yè)景觀系統(tǒng)的第j種土地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)類(lèi)型單位面積價(jià)值［元／（hm2·a）］；Ai——第i類(lèi)土地利用類(lèi)型的面積（km2）；ESV——研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)總生態(tài)服務(wù)價(jià)值。

3 結(jié)果與分析

3.1 農(nóng)業(yè)景觀面積轉(zhuǎn)移矩陣分析

由表2可以看出，研究區(qū)的各農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型面積在1996—2009年間均發(fā)生較大變化。林地主要集中于西北坡地區(qū)域，面積較小，占研究區(qū)比例為5.59%，其2009年面積達(dá)到26.81km2，面積增加主要是由農(nóng)田和荒地轉(zhuǎn)變來(lái)，這主要是由于研究年份間增加了農(nóng)田防護(hù)林的建設(shè)與加大了荒地綠化利用，荒地與林地的轉(zhuǎn)換主要發(fā)生在西北坡地區(qū)域。農(nóng)田景觀面積最大，兩期面積均占到總面積的50%以上，但1996—2009年總面積比例降低了10.73%，分析農(nóng)田的轉(zhuǎn)出方向可以發(fā)現(xiàn)，該類(lèi)型用地在研究時(shí)期內(nèi)主要轉(zhuǎn)變?yōu)槌鞘薪ㄔO(shè)用地，其次是園地和林地，相較于農(nóng)田用地的轉(zhuǎn)出狀況，其轉(zhuǎn)入面積并不顯著。建設(shè)地快速擴(kuò)展，從1996年的108.91km2增加為2009年的184.22km2，主要由農(nóng)田和荒地轉(zhuǎn)化而來(lái)，農(nóng)田與荒地對(duì)2009年建設(shè)地貢獻(xiàn)比例分別為39.32%和7.25%，1996年原有建設(shè)地貢獻(xiàn)為46.02%。園地景觀面積略有上升，從1996年的41.35km2增加為2009年的49.42km2，主要是和農(nóng)田進(jìn)行面積轉(zhuǎn)換。水域和荒地面積呈減少趨勢(shì)，研究時(shí)段內(nèi)分別降低了12.32%和23.20%，水域主要轉(zhuǎn)換為農(nóng)田、荒地和建設(shè)地，而農(nóng)田和荒地的補(bǔ)充也相對(duì)較多，主要原因在于1996—2009年間農(nóng)田的集約化，導(dǎo)致部分農(nóng)田建設(shè)重新布局，新增和填埋部分坑塘水面產(chǎn)生面積轉(zhuǎn)換，而水域與荒漠的轉(zhuǎn)化也多發(fā)生在灘涂與河流間的面積交換。

表2 1996－2009年各景觀面積相互轉(zhuǎn)移矩陣 km2

3.2 農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型水平上的格局指數(shù)

最大斑塊指數(shù)（LPI）值的大小可反映景觀類(lèi)型的優(yōu)勢(shì)度［7］。由圖2看出，1996—2009年，研究區(qū)一直占據(jù)優(yōu)勢(shì)和主導(dǎo)地位的景觀類(lèi)型是農(nóng)田景觀，這與研究區(qū)平原地勢(shì)的自然條件相吻合，但13a間農(nóng)業(yè)優(yōu)勢(shì)度總體下降明顯，由41.50%降為12.15%。1996年，荒地、林地和建設(shè)地景觀最大斑塊指數(shù)分別為1.42%，0.80%，0.77%；2009年，建設(shè)地景觀變化較大，13a上升差值為5.43，僅次于農(nóng)田景觀類(lèi)型，林地、荒地值少量增加，園地、水域基本無(wú)變化。這主要是1996年以來(lái)，隨著工業(yè)化發(fā)展與人口增加引起交通用地、建設(shè)用地的增多，及國(guó)家退耕還林措施的開(kāi)展，部分農(nóng)田轉(zhuǎn)化為建設(shè)地與林地。2009年建設(shè)地景觀優(yōu)勢(shì)度顯著增長(zhǎng)，明顯高于其它景觀類(lèi)型，這期間農(nóng)用地的減少及分割引起農(nóng)業(yè)景觀優(yōu)勢(shì)度的迅速降低。

斑塊密度（PD）大小可以反映景觀斑塊的分化程度或破碎化程度［7］。由圖2看出，1996—2009年景觀斑塊的數(shù)量和格局發(fā)生了一定程度的變化。1996年荒地、建設(shè)地、園地景觀列前三位，水域、林地、農(nóng)田景觀為后三位；2009年順序改變?yōu)?建設(shè)地、林地、園地、荒地、農(nóng)田和水域景觀。其中建設(shè)地、林地、農(nóng)田3類(lèi)景觀斑塊密度值增加；園地、荒地、水域三類(lèi)景觀斑塊密度值減少。說(shuō)明在研究年份間，人類(lèi)活動(dòng)增加了林地、建設(shè)地景觀斑塊建設(shè)，農(nóng)田景觀由于受到其它斑塊的影響，造成破碎化程度增加，密度提高?；牡鼐坝^由于利用率增加，水域景觀中如坑塘水面的填埋占用，園地景觀的整合與規(guī)模化經(jīng)營(yíng)等導(dǎo)致這些景觀斑塊密度的降低。

圖2 1996年、2009年水平格局指數(shù) 圖31996 年、2009年復(fù)雜性與穩(wěn)定性指數(shù)

3.3 農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型分維數(shù)與穩(wěn)定性指數(shù)

分維數(shù)（PFD）是其運(yùn)用了分維理論來(lái)測(cè)量斑塊和景觀的空間形狀復(fù)雜性，其值介于1.0～2.0之間［9］。分維數(shù)對(duì)土地利用變化是相當(dāng)敏感的［21］，因此分維數(shù)是反映景觀格局總體特征的重要指標(biāo)，它的變化在一定程度上也反映了人類(lèi)活動(dòng)對(duì)景觀格局的影響程度［22］。根據(jù)分維數(shù)進(jìn)一步可以計(jì)算地類(lèi)空間結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性指數(shù)，其值越大，空間結(jié)構(gòu)越穩(wěn)定，可為科學(xué)利用土地與景觀空間分析提供參考［9］，計(jì)算公式為［23］:SK＝│1.5－PFD│，SK為地類(lèi)空間結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性指數(shù)。

由圖3可以看出，1996年林地、園地和建設(shè)地景觀分維數(shù)值較低，表明其形狀較規(guī)則，這是由于平原區(qū)域?qū)僮匀辉偷牧值剌^少，該區(qū)域多為次生林或人工林，園地和建設(shè)地在前期也較為規(guī)整，而農(nóng)田的分維數(shù)值較大，其形狀相對(duì)復(fù)雜，說(shuō)明1990s農(nóng)田的開(kāi)發(fā)度較高，在一些土地欠規(guī)整區(qū)域也以農(nóng)田景觀為主；大部分水域、荒地是以自然景觀為主，因此形狀也相對(duì)復(fù)雜。

至2009年，建設(shè)地景觀的分維數(shù)增幅最快，由1996年的1.11升高至1.23，說(shuō)明建設(shè)地對(duì)空間的快速擴(kuò)張?jiān)黾恿似渚坝^形狀的復(fù)雜性；人類(lèi)活動(dòng)對(duì)于農(nóng)田景觀的相對(duì)減弱致農(nóng)田處于收縮趨勢(shì)，部分復(fù)雜農(nóng)田景觀由于地形與耕作難度大被擯棄，因此農(nóng)田景觀分維數(shù)由1.31降至1.25；林地和園地的總面積增加而分維數(shù)變化不明顯，說(shuō)明林地和園地景觀的增加區(qū)域依然以較規(guī)則的人工建設(shè)為主；坑塘水面的占用致使河流、湖面等自然水域景觀的水域比重增加，因而其景觀形狀復(fù)雜性增加；荒地景觀復(fù)雜性的增加主要是由規(guī)整區(qū)域土地利用率的提高導(dǎo)致。整體上看，1996年，農(nóng)田景觀穩(wěn)定性最低，園地與建設(shè)地景觀最為穩(wěn)定，這與其為人工建設(shè)、結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單有關(guān)；2009年，由于建設(shè)地?cái)U(kuò)張迅猛，導(dǎo)致復(fù)雜性加強(qiáng)，因而穩(wěn)定性下降最快，而農(nóng)業(yè)景觀穩(wěn)定性增加最快，林地、園地穩(wěn)定性變化不大。

3.4 各類(lèi)景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值（ESVi）計(jì)算

為方便比較，引入生態(tài)服務(wù)價(jià)值貢獻(xiàn)系數(shù)（C），即該類(lèi)景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值所占區(qū)域生態(tài)服務(wù)總價(jià)值比例與某類(lèi)景觀面積所占總面積比例的比值。C越大說(shuō)明i類(lèi)景觀的生態(tài)價(jià)值貢獻(xiàn)越大。生態(tài)服務(wù)價(jià)值變化率是2009年與1996年生態(tài)服務(wù)價(jià)值之差再與1996年的生態(tài)服務(wù)價(jià)值的比值。

由表3可知，在生態(tài)服務(wù)價(jià)值構(gòu)成中，居于前三位的是農(nóng)田、園地和林地，其次是水域和荒地景觀，建設(shè)地景觀由于對(duì)環(huán)境的消耗作用而評(píng)估為負(fù)值。農(nóng)田由于面積最廣，因此其生態(tài)服務(wù)價(jià)值在1996年和2009年分別為16319 .98萬(wàn)元和14567 .60萬(wàn)元，所占生態(tài)服務(wù)價(jià)值的比例分別為58.88%和55.22%；林地所占生態(tài)服務(wù)價(jià)值比例分別為18.79%和26.55%；園地分別占到19.37%和24.33%。園地的生態(tài)服務(wù)價(jià)值貢獻(xiàn)系數(shù)測(cè)算為最大，這是由于其除具有一般林地的功能外，還主要由食物生產(chǎn)的價(jià)值。林地與水域價(jià)值基本相當(dāng)，農(nóng)田對(duì)于生態(tài)服務(wù)價(jià)值的貢獻(xiàn)系數(shù)小于1，荒地貢獻(xiàn)系數(shù)不足0.5。這種結(jié)果既與生態(tài)服務(wù)價(jià)值系數(shù)的大小有關(guān)，又反映了不同景觀對(duì)于維持生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的各自作用。從生態(tài)服務(wù)價(jià)值變化率可以發(fā)現(xiàn)各景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值波動(dòng)，其中林地、園地生態(tài)服務(wù)價(jià)值增加，農(nóng)田、河流和荒地的生態(tài)服務(wù)價(jià)值降低，建設(shè)地由于貢獻(xiàn)率為負(fù)值，因此變化率增加其生態(tài)服務(wù)價(jià)值量在降低。其中林地的價(jià)值變化最大，約增加了1796 .58萬(wàn)元，其次是園地，約增加了1048 .83萬(wàn)元。建設(shè)地由于增加最快，因此其服務(wù)價(jià)值下降最多，達(dá)到1856 .42萬(wàn)元，其次是農(nóng)田，其服務(wù)價(jià)值減少了1752 .38萬(wàn)元。

表3 1996－2009年各類(lèi)景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值

3.5 各景觀間生態(tài)服務(wù)價(jià)值的流向分析

根據(jù)各景觀類(lèi)型面積轉(zhuǎn)化數(shù)據(jù)計(jì)算景觀之間的相互轉(zhuǎn)化所引起的生態(tài)服務(wù)價(jià)值的損益，即PLig＝ΔVC×Aig，PLig為1996年第i類(lèi)景觀轉(zhuǎn)化為2009年第g類(lèi)景觀后的生態(tài)服務(wù)價(jià)值損益，ΔVC是第i類(lèi)景觀和第g類(lèi)單位面積總生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)類(lèi)型價(jià)值差值，Aig是1996年第i類(lèi)景觀轉(zhuǎn)化為2009年第g類(lèi)景觀的面積。

將景觀類(lèi)型生態(tài)服務(wù)價(jià)值的增減視為流動(dòng)的，生態(tài)服務(wù)價(jià)值的增加視為流入，生態(tài)服務(wù)價(jià)值的減少視為流出（表4）。由表4可以看出，林地、園地和水域的服務(wù)價(jià)值主要流出到農(nóng)田、建設(shè)地和荒地。農(nóng)田的服務(wù)價(jià)值主要流出到建設(shè)地和荒地。荒地的服務(wù)價(jià)值也主要流出到建設(shè)地。而建設(shè)地和荒地的流出均有利于服務(wù)價(jià)值的增加。從縱列合計(jì)來(lái)看，1996—2009年間林地、園地和水域的流出造成的服務(wù)價(jià)值的損失為6706 .91萬(wàn)元。農(nóng)田、建設(shè)地和荒地的流入帶來(lái)的服務(wù)價(jià)值增加量為5370 .71萬(wàn)元，總量減少了1336 .19萬(wàn)元。因此，研究年份間各景觀的轉(zhuǎn)化是有損于整體農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，而要保持農(nóng)業(yè)景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值更好地發(fā)展，則需要更加合理的景觀格局。

表4 1996－2009年各類(lèi)景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值流向損益 萬(wàn)元

4 農(nóng)業(yè)景觀格局演變與生態(tài)服務(wù)價(jià)值關(guān)聯(lián)性

4.1 農(nóng)業(yè)景觀格局演變對(duì)土壤保持的影響

不同的農(nóng)業(yè)景觀類(lèi)型對(duì)土壤的作用不同，其中，林地、園地景觀對(duì)涵養(yǎng)水源，保持水土的作用最強(qiáng)，因此，林地、園地景觀面積的增加可以提高農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)土壤保持，而農(nóng)田、荒地、建筑地景觀的增加會(huì)提高水土流失，擴(kuò)大水土流失的面積。本研究中，農(nóng)田、建設(shè)地、荒地等向園地、林地流動(dòng)獲得了較大的生態(tài)服務(wù)價(jià)值，其中部分價(jià)值差來(lái)自對(duì)土壤保持的增加，因此，改變各景觀類(lèi)型的面積比例，可以形成有利于區(qū)域合理的景觀結(jié)構(gòu)，如減少坡地處農(nóng)田、建設(shè)地集約化、提高荒地綠地面積等措施可有效提高區(qū)域生態(tài)服務(wù)價(jià)值。此外，盛學(xué)斌等［24］的研究還表明，景觀格局的演變會(huì)引起土壤中有機(jī)質(zhì)、全N、全P、全K等養(yǎng)分呈有規(guī)律的改變，當(dāng)土地由草地變?yōu)榱值?、旱地變?yōu)榱值亍⒑档刈優(yōu)樗飼r(shí)，總體養(yǎng)分增多，這些也會(huì)對(duì)供給、調(diào)節(jié)服務(wù)產(chǎn)生影響，從而改變區(qū)域生態(tài)服務(wù)價(jià)值的評(píng)估。

4.2 農(nóng)業(yè)景觀格局演變對(duì)生物多樣性的影響

農(nóng)業(yè)景觀相較城市景觀，其與自然景觀聯(lián)系更為密切。因此，林地、農(nóng)田、水域等景觀類(lèi)型的破碎化對(duì)物種多樣性有嚴(yán)重影響。生境破碎化是世界范圍內(nèi)生物多樣性最嚴(yán)重的威脅之一［25］。景觀格局演變是一個(gè)動(dòng)態(tài)過(guò)程，其生境破碎化會(huì)造成原始生境損失、生境斑塊縮小、生境斑塊孤立等特征。本研究表明大面積斑塊（如農(nóng)田、建筑地、林地等）表現(xiàn)為斑塊密度增加，斑塊數(shù)量增多，農(nóng)田與林地平均斑塊面積逐漸減小，斑塊逐漸變得孤立，斑塊受邊緣影響程度增加。這些斑塊間物理環(huán)境的改變，縮小某一類(lèi)生境的斑塊面積，影響到種群的大小和滅絕速度；同時(shí)在不連續(xù)的片段中，殘留面積的再分配會(huì)影響物種的散布和遷移，這些因素都會(huì)影響到生物多樣性，進(jìn)而影響生態(tài)服務(wù)價(jià)值中這類(lèi)指標(biāo)的評(píng)估。

4.3 農(nóng)業(yè)景觀格局演變對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響

景觀格局與生態(tài)過(guò)程之間存在緊密關(guān)聯(lián)，區(qū)域地表水環(huán)境污染是重要的生態(tài)過(guò)程之一。農(nóng)業(yè)景觀格局一般是非點(diǎn)源污染過(guò)程，主要包括農(nóng)田的農(nóng)藥化肥使用、禽畜養(yǎng)殖排污等。一般是源（景觀）的污染物通過(guò)徑（景觀）進(jìn)入?yún)R（景觀），不同景觀的源、匯特征、組合的數(shù)量比例和空間分布的排列方式，均對(duì)非點(diǎn)源污染產(chǎn)生影響［26］。本研究中，1996—2009年間農(nóng)田面積的降低，減少了源（景觀）污染物的排放，同時(shí)也降低了徑（景觀）和匯（景觀）的污染物的流動(dòng)，部分原因應(yīng)該是2009年相關(guān)類(lèi)型景觀生態(tài)服務(wù)價(jià)值貢獻(xiàn)系數(shù)的升高。此外，溫仲明［27］等在黃土丘陵區(qū)紙坊溝流域開(kāi)展的近60a來(lái)土地利用景觀變化的環(huán)境效應(yīng)研究表明，隨著由林草植被占優(yōu)的景觀格局演變?yōu)橛善赂卣純?yōu)的景觀格局，流域環(huán)境狀況逐步惡化，而隨著流域治理工作的開(kāi)展，林草植被在景觀中的優(yōu)勢(shì)度得以逐漸恢復(fù)，流域環(huán)境狀況逐漸恢復(fù)乃至接近1938年植被未被破壞時(shí)的水平。這些研究均表明農(nóng)業(yè)景觀格局的變化對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響會(huì)間接導(dǎo)致生態(tài)服務(wù)價(jià)值的波動(dòng)。

5 結(jié)論

（1）研究表明，13a來(lái)，灤縣農(nóng)業(yè)景觀格局變化較大，其中農(nóng)田景觀優(yōu)勢(shì)度降低、建設(shè)地景觀優(yōu)勢(shì)度增高，其他類(lèi)景觀相對(duì)變化較小，景觀整體破碎度增大，景觀斑塊形狀趨于簡(jiǎn)單。從空間分布趨勢(shì)來(lái)看，林地、園地景觀向西北部坡地轉(zhuǎn)移明顯，建設(shè)地景觀主要集中于中部平原區(qū)域。

（2）生態(tài)服務(wù)價(jià)值評(píng)估表明，園地、水域、林地景觀對(duì)服務(wù)價(jià)值的貢獻(xiàn)率較大，13a來(lái)灤縣縣域生態(tài)服務(wù)價(jià)值減少了1336 .19萬(wàn)元，其中建設(shè)地景觀擴(kuò)展是生態(tài)服務(wù)價(jià)值減少的最主要因素。生態(tài)服務(wù)價(jià)值變化同農(nóng)業(yè)景觀格局演化之間緊密相關(guān)，景觀斑塊面積、景觀斑塊種類(lèi)、斑塊數(shù)量及破碎度等指數(shù)的變化都會(huì)引起區(qū)域生態(tài)服務(wù)價(jià)值變化。

（3）景觀格局演變除自然因素外，更多的是由人類(lèi)活動(dòng)的影響所造成的，一般人類(lèi)活動(dòng)的社會(huì)經(jīng)濟(jì)和政策因素對(duì)景觀影響較大［28］。因此，可通過(guò)經(jīng)濟(jì)調(diào)節(jié)與政策約束等保護(hù)區(qū)域林地、園地、水域等關(guān)鍵景觀類(lèi)型，增加其面積比例，同時(shí)加大有效網(wǎng)絡(luò)面積和連通性，減少干擾以免斑塊破碎度增加，這些都可增強(qiáng)冀東平原區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，更好地支撐和保證該區(qū)域的可持續(xù)發(fā)展。

［1］Turner M G.Spatial and temporal analysis of landscape patterns［J］.Landscape Ecology，1990，4（1）:21－30.

［2］Cook E A，Van Lier H N.Landscape planning and ecological networks［M］.Amsterdam:Elsevier Science，1994.

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

［4］Costanza R，d′Arge R，de Groot R，et al.The value of the world′s ecosystem services and natural capital［J］.Nature，1997，387:253－260.

［5］彭建，王仰麟，劉松.海岸帶土地持續(xù)利用景觀生態(tài)評(píng)價(jià)［J］.地理學(xué)報(bào)，2003，58（3）:363－371.

［6］蔡為民，唐華俊，陳佑啟，等.近20年黃河三角洲典型地區(qū)農(nóng)村居民點(diǎn)景觀格局［J］.資源科學(xué)，2004，26（5）:89－97.

［7］鄔建國(guó).景觀生態(tài)學(xué)［M］.北京:高等教育出版社，2007.

［8］沈非，查良松，李軍利，等.基于分維數(shù)和穩(wěn)定性指數(shù)的蘇州市土地利用類(lèi)型變化分析［J］.土壤，2007（6）:958－963.

［9］劉曉輝，呂憲國(guó)，董貴華.分維模型在土地利用研究中的應(yīng)用［J］.地理科學(xué)，2008，28（6）:765－769.

［10］Daily G C.Nature′s Services:Societal dependence on natural ecosystems［M］.Washington:Island Press，1997.

［11］Millennium Ecosystem Assessment:Frameworks［Z］.Washington D C:World Resources Institute，2005.

［12］謝高地，甄霖，魯春霞，等.一個(gè)基于專(zhuān)家知識(shí)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值化方法［J］.自然資源學(xué)報(bào)，2008，23（5）:911－919.

［13］胡曉輝，黃民生，張虹，等.福建省縣域農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的能值空間差異分析［J］.中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2009，17（1）:155－162.

［14］于格，魯春霞，謝高地，等.青藏高原草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的季節(jié)動(dòng)態(tài)變化［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，18（1）:47－51.

［15］李金昌，姜文來(lái)，靳樂(lè)山，等.生態(tài)價(jià)值論［M］.重慶:重慶大學(xué)出版社，1999.

［16］康文星，田大倫.湖南省森林公益效能的經(jīng)濟(jì)評(píng)價(jià)（2）:森林的固土保肥、改良土壤和凈化大氣效益［J］.中南林學(xué)院學(xué)報(bào)，2001，21（4）:1－4.

［17］姜立鵬，覃志豪，謝雯，等.中國(guó)草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價(jià)值遙感估算研究［J］.自然資源學(xué)報(bào)，2007，22（2）:161－170.

［18］張偉，陳洪松，王克林，等.典型喀斯特峰叢洼地坡面土壤養(yǎng)分空間變異性研究［J］.農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2008，24（1）:68－73.

［19］李文華，歐陽(yáng)志云，趙景柱.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能研究［M］.北京:氣象出版社，2002.

［20］Norgaard R B.Editorial:Ecological economics［J］.Bioscience，2000，50:291.

［21］Wang Xiaodan，Li Maihe，Liu Shuzhen，et al.Fractal characteristics of soils under different land－uses pat－terns in the arid and semiarid regions of the Tibetan Plateau，China［J］.Geoderma，2006，134:56－61.

［22］秦耀辰，劉凱.分型理論在地理學(xué)中的應(yīng)用研究進(jìn)展［J］.地理科學(xué)進(jìn)展，2003，22（4）:426－433.

［23］朱曉華，蔡運(yùn)龍.中國(guó)土地利用空間分形結(jié)構(gòu)及其機(jī)制［J］.地理科學(xué)，2005，25（6）:671－677.

［24］盛學(xué)斌，孫建中，劉云霞.壩上地區(qū)土地利用與覆被變化對(duì)土壤養(yǎng)分的影響［J］.農(nóng)村生態(tài)環(huán)境，2002，18（4）:10－14.

［25］CBD S.Handbook of the convention on biological diversity［M］.London:Earthscan Publications，2001.

［26］趙軍.平原河網(wǎng)地區(qū)景觀格局變化與多尺度環(huán)境響應(yīng)研究［D］.上海:華東師范大學(xué)，2008.

［27］溫仲明，焦峰，張曉萍.紙坊溝流域近60年來(lái)土地利用景觀變化的環(huán)境效應(yīng)［J］.生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，24（9）:1903－1909.

［28］Cynthia Croissant.Landscape patterns and parcel boundaries:an analysis of composition and configuration of land use and land cover in south－central Indiana［J］.Agriculture Ecosystems and Environment，2004，101（2／3）:219－232.