馬國(guó)強(qiáng)，李秋潔，李云琴，肖劍平

（1.國(guó)家林業(yè)和草原局西南調(diào)查規(guī)劃院，云南昆明 650216；2.蘭州大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院，甘肅蘭州 730000；3.中國(guó)電建集團(tuán)昆明勘測(cè)設(shè)計(jì)研究院有限公司，云南昆明 650051；4.云南省林業(yè)和草原科學(xué)院，云南昆明 650201）

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值（Ecosystem service value，ESV）是生態(tài)功能效用的價(jià)值變現(xiàn)，是衡量區(qū)域生態(tài)環(huán)境質(zhì)量的重要指標(biāo)[1-3]，被廣泛應(yīng)用于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)供給能力的評(píng)估[4-5]。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值定量評(píng)估在生態(tài)學(xué)研究中越來(lái)越受到重視[6]。單位面積價(jià)值當(dāng)量因子法是眾多生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值測(cè)算方法中更適合區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的評(píng)估，具有操作簡(jiǎn)單和數(shù)據(jù)易獲取等優(yōu)點(diǎn)[7]。區(qū)域經(jīng)濟(jì)發(fā)展與當(dāng)?shù)赝恋乩玫纳鷳B(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值有一定關(guān)系，可通過(guò)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)價(jià)研究它們之間相互影響的關(guān)系[8-10]。土地利用/覆被變化（LUCC）是全球環(huán)境變化研究的重要內(nèi)容，可對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能與結(jié)構(gòu)變化產(chǎn)生顯著影響[11-12]。景觀格局是研究土地利用及其生態(tài)效應(yīng)的基礎(chǔ)[13]，其時(shí)空變化可反映人類活動(dòng)對(duì)自然環(huán)境影響的直接表現(xiàn)形式，也是影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的重要因素[14-15]。近年來(lái)，越來(lái)越多的專家、學(xué)者關(guān)注土地利用變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能和價(jià)值的影響。國(guó)外的一些研究為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值研究提供了基本的指導(dǎo)理論和研究方向，認(rèn)為土地利用類型的改變可讓生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和過(guò)程發(fā)生變化，從而影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能[16-18]。當(dāng)國(guó)內(nèi)學(xué)者參考國(guó)外學(xué)者的研究成果對(duì)我國(guó)的一些區(qū)域進(jìn)行相關(guān)研究時(shí)，發(fā)現(xiàn)其存在不足，因此在借鑒國(guó)外研究成果的基礎(chǔ)上，對(duì)國(guó)內(nèi)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值進(jìn)行探討[19-20]。

近年來(lái)，在自然界和人為活動(dòng)的雙重干擾下，一些流域景觀格局發(fā)生變化[21]。陽(yáng)宗海是云南省九大高原湖泊之一[22]，地處“兩屏三帶”生態(tài)格局重要組成部分南方丘陵山地帶西緣，生態(tài)重要性較高，該流域也存在景觀格局利用方式的變化。景觀類型變化不僅可改變生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能，而且影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值和生態(tài)安全[23-24]。隨著經(jīng)濟(jì)和人口的快速增長(zhǎng)，城市基礎(chǔ)設(shè)施不斷擴(kuò)張，建設(shè)用地需求不斷增加，各種土地類型急劇變化，特別是耕地和建設(shè)用地的變化，區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值和功能也發(fā)生變化[25]。對(duì)陽(yáng)宗海流域的景觀格局變化和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值進(jìn)行研究是非常必要的。本研究分析陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能與景觀格局變化的關(guān)系，探索各景觀類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，深入研究景觀變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的影響，可為景觀類型結(jié)構(gòu)優(yōu)化、促進(jìn)區(qū)域生態(tài)安全和可持續(xù)發(fā)展提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

陽(yáng)宗海（102°58′～103°01′E，24°51′～24°58′N）地處云貴高原，位于云南省昆明市東南部，為典型的封閉型高原內(nèi)陸斷陷構(gòu)造湖，湖面水位1 770.46 m，湖面面積約31 km2，平均水深20 m，最大水深30 m，湖泊南北平均長(zhǎng)12.7 km，東西平均寬2 ～ 5 km，湖岸長(zhǎng)32.3 km；擁有典型的“面山-湖濱-湖盆”高原濕地結(jié)構(gòu)特征[26]。陽(yáng)宗海流域?qū)僦榻饔蚰媳P江水系，面積為286 km2。

1.2 數(shù)據(jù)來(lái)源及處理

陽(yáng)宗海流域遙感影像數(shù)據(jù)為L(zhǎng)andsat5 TM（1990、1995、2000、2005 和2010年）和Landsat8 OLI（2015和2018年）陸地衛(wèi)星系列數(shù)據(jù)，底圖坐標(biāo)系為GCS_China_Geodetic_Coordinate_System_2000，空間分辨率為30 m；對(duì)影像進(jìn)行RGB 波段合成和空間地理矯正。按照土地資源分類系統(tǒng)[27-28]，結(jié)合野外調(diào)查、現(xiàn)場(chǎng)訪問(wèn)及森林資源二類調(diào)查、森林資源一張圖等相關(guān)資料，綜合分析后，建立遙感判讀標(biāo)志，將陽(yáng)宗海流域景觀類型劃分為喬木林地、灌木林地、其他林地、草地、園地、人工濕地、沼澤濕地、湖泊、耕地、其他建設(shè)用地、城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地、交通運(yùn)輸用地和工礦建設(shè)用地，通過(guò)鑲嵌和裁剪等預(yù)處理及現(xiàn)地核實(shí)，獲得研究區(qū)景觀類型數(shù)據(jù)。其他數(shù)據(jù)來(lái)源于國(guó)家統(tǒng)計(jì)局、中國(guó)經(jīng)濟(jì)與社會(huì)發(fā)展統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)庫(kù)及《云南省統(tǒng)計(jì)年鑒》（2000— 2018年）（http://www.yn.gov.cn/zwgk/zfxxgkpt/fdzdgknr/tjxx/ntjnj/）、《全國(guó)農(nóng)產(chǎn)品成本收益資料匯編》（2000—2018年）[29]。

1.3 方法

1.3.1 土地利用變化分析

土地利用變化分析表征研究區(qū)某種土地利用類型在一段時(shí)間內(nèi)的數(shù)量動(dòng)態(tài)變化，可分析出土地利用變化所引起的區(qū)域差異，有助于預(yù)測(cè)未來(lái)土地利用的變化趨勢(shì)；其中，單一土地利用動(dòng)態(tài)度（K，%）表征區(qū)域某種土地利用面積在一定時(shí)間內(nèi)的變化速度，綜合土地利用動(dòng)態(tài)度（LC，%）表征區(qū)域土地利用變化的整體變化速度，計(jì)算公式為[30]：

式中，Ua和Ub分別為研究初期和末期某土地利用類型的面積（hm2）；T和（t2-t1）為時(shí)間間隔；ΔLA(ij)為第i類土地轉(zhuǎn)變?yōu)榈趈類土地的絕對(duì)值；ΔLA(i,t1)為第i類土地在t1時(shí)期的面積（hm2）。

土地利用轉(zhuǎn)移矩陣包含區(qū)域某個(gè)時(shí)期內(nèi)土地利用類型的靜態(tài)數(shù)據(jù)與各地類相互轉(zhuǎn)換的動(dòng)態(tài)數(shù)據(jù)。本研究通過(guò)轉(zhuǎn)移矩陣對(duì)不同類型土地利用的轉(zhuǎn)移方向及轉(zhuǎn)移數(shù)量進(jìn)行分析，土地利用轉(zhuǎn)移矩陣通用形式參考相關(guān)文獻(xiàn)[31]。運(yùn)用該計(jì)算方法，對(duì)研究區(qū)土地利用類型的內(nèi)部轉(zhuǎn)移進(jìn)行分析。

式中，S為面積（hm2）；n為轉(zhuǎn)移前后的土地利用類型數(shù)；i為轉(zhuǎn)移前的土地利用類型；j為轉(zhuǎn)移后的土地利用類型。

1.3.2 景觀格局分析

景觀格局演變定量分析可通過(guò)不同景觀格局指數(shù)來(lái)反映[32]。主要從類型水平和景觀水平對(duì)景觀格局進(jìn)行分析。類型水平上選取斑塊數(shù)量（NP）、斑塊面積（CA）、斑塊密度（PD）和景觀形狀指數(shù)（LSI）；景觀水平上選取斑塊密度（PD）、最大斑塊數(shù)占景觀面積的比例（LPI）、景觀分離度（SPLIT）、景觀形狀指數(shù)（LSI）、蔓延度指數(shù)（CONTAG）、香農(nóng)多樣性指數(shù)（SHDI）和香農(nóng)均勻度指數(shù)（SHEI）。以上指數(shù)可反映景觀破碎度、多樣性和聚散度[33]。景觀指數(shù)計(jì)算均在Fragstats 4.2軟件中完成。

1.3.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)估與分析

本研究采用謝高地等[34]提出的基于單位面積價(jià)值當(dāng)量因子法的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值動(dòng)態(tài)評(píng)估方法，進(jìn)行生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值評(píng)估。1 個(gè)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子的經(jīng)濟(jì)價(jià)值等同于研究區(qū)本年度平均糧食單產(chǎn)市場(chǎng)價(jià)值的1/7[35]。選取研究區(qū)2000 —2018年3 種主要農(nóng)作物，即稻谷（Oryza sativa）、小麥（Triticum aestivum）和玉米（Zea mays）的播種面積、產(chǎn)量及近20年間3 種作物的平均價(jià)格為基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，得到2000—2018年研究區(qū)的單位面積糧食均產(chǎn)量為6 711.01 kg/hm2，平均糧食價(jià)格為1.92 元/kg。由此，計(jì)算出研究區(qū)單位面積農(nóng)作物生產(chǎn)的經(jīng)濟(jì)價(jià)值為1 524.75 元/hm2，計(jì)算公式為[36]：

式中，Ea為單位面積農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)提供食物生產(chǎn)服務(wù)功能的經(jīng)濟(jì)價(jià)值（元/hm2）；i為第i種主要糧食作物；mi為該農(nóng)作物的面積（hm2）；pi為該農(nóng)作物的全國(guó)平均價(jià)格（元/t）；qi為該農(nóng)作物的單產(chǎn)（t/hm2）；M為3種主要糧食作物的總面積（hm2）。

基于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量表，結(jié)合研究區(qū)各時(shí)期的當(dāng)量因子及景觀類型實(shí)際情況，對(duì)各項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量進(jìn)行本地化校正，構(gòu)建適合陽(yáng)宗海流域非建設(shè)用地景觀類型的單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值系數(shù)（表1）。

表1 陽(yáng)宗海流域非建設(shè)用地景觀類型單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值系數(shù)Tab.1 Ecosystem service value coefficients per unit area of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin

續(xù)表1 Continued

ESV的計(jì)算公式為[36]：

式中，Ai為第i類景觀類型的面積（hm2）；VCi為第i類景觀類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值系數(shù)（元·hm-2·a-1）。

1.3.4 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值敏感性計(jì)算

采用敏感性指數(shù)（CS）確認(rèn)研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值系數(shù)的準(zhǔn)確性，計(jì)算公式為[36]：

式中，ESVi和ESVj分別為價(jià)值系數(shù)調(diào)整前和后的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值；VCik和VCjk分別為第k類景觀類型價(jià)值系數(shù)的原始值和調(diào)整后的值。如果CS< 1，表明ESV對(duì)VC缺乏彈性，生態(tài)價(jià)值系數(shù)的準(zhǔn)確性較高，估算的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值較符合研究區(qū)實(shí)際情況；反之，則準(zhǔn)確性較低。

2 結(jié)果與分析

2.1 景觀格局變化特征

2.1.1 土地利用類型演變特征

近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域土地利用類型以耕地、喬木林地、灌木林地和湖泊為主（圖1）。近28年間，耕地面積從1990年的2 470.05 hm2增至2018年的3 753.27 hm2，共增加1 283.22 hm2，增幅約51.95%；喬木林地面積從1990年的5 562.90 hm2增至2018年的6 559.47 hm2，共增加996.57 hm2，增幅約17.91%；灌木林地面積從1990年的12 160.53 hm2減少至2018年的8 070.48 hm2，共減少4 090.05 hm2，減幅約33.36%；城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地面積從1990年的427.05 hm2增至2018年的1 112.67 hm2，共增加685.62 hm2，增幅約160.55%；湖泊面積變化較小，較穩(wěn)定；其他土地利用類型中，其他林地面積減少，草地、園地、人工濕地、沼澤濕地、其他建設(shè)用地、交通運(yùn)輸用地和工礦建設(shè)用地面積增加。

圖1 1990—2018年陽(yáng)宗海流域土地利用類型空間結(jié)構(gòu)變化Fig.1 Spatial structure changes of land utilization types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

從單一土地利用動(dòng)態(tài)度來(lái)看，28年間，草地和工礦建設(shè)用地面積動(dòng)態(tài)度變化較大，2018年比1990年分別增加38.00%和28.30%（圖2）。喬木林地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為2000 — 2005年，增加了4.71%；灌木林地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為2010 — 2015年，增加了3.64%；湖泊面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為2015— 2018年，增加了0.22%；耕地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為1995 — 2000年，增加了2.33%；城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為1990— 1995年，增加了6.48%；交通運(yùn)輸用地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為2010 —2015年，增加了196.52%。

圖2 1990—2018年陽(yáng)宗海流域土地利用類型面積年間面積變化動(dòng)態(tài)度Fig.2 Dynamic degrees of annual area changes of land utilization types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

1990 — 1995、1995 — 2000、2000 — 2005、2005 — 2010、2010 — 2015 和2015 — 2018年6 個(gè)時(shí)段的綜合土地利用動(dòng)態(tài)度分別為133.38%、122.28%、54.25%、15.16%、477.66%和17.09%，變化較大，隨年份增加呈先下降后上升再下降的趨勢(shì)。

28年間，陽(yáng)宗海流域各土地利用類型均頻繁相互轉(zhuǎn)換（表2）。除自身轉(zhuǎn)移數(shù)據(jù)，土地利用結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)移最頻繁的為灌木林地，共轉(zhuǎn)出5 562.08 hm2，主要轉(zhuǎn)向喬木林地和耕地，分別轉(zhuǎn)出2 806.04 和1 395.89 hm2；喬木林地共轉(zhuǎn)出1 881.59 hm2，主要轉(zhuǎn)向灌木林地和耕地，分別轉(zhuǎn)出1 118.15 和448.99 hm2；耕地共轉(zhuǎn)出617.95 hm2，主要轉(zhuǎn)向城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地和灌木林地，分別轉(zhuǎn)出237.56和171.23 hm2。

表2 1990—2018年陽(yáng)宗海流域各土地利用類型面積變化轉(zhuǎn)移矩陣Tab.2 Transition matrices of area changes of land utilization types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

續(xù)表2 Continued

2.1.2 景觀格局變化特征

近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域的斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度和景觀形狀指數(shù)均呈增加趨勢(shì)（表3）。斑塊個(gè)數(shù)從1990年的193個(gè)增至2018年的644個(gè)。斑塊密度從1990年的0.796 3 個(gè)/hm2增至2018年的2.657 1 個(gè)/hm2。景觀形狀指數(shù)從1990年的9.805 4 增至2018年的20.466 8。蔓延度指數(shù)從1990年的70.222 9 減少至2018年的59.942 6。香農(nóng)多樣性指數(shù)從1990年的1.358 2 增至2018年的1.701 9。香農(nóng)均勻度指數(shù)從1990年的0.529 5增至2018年的0.663 5。

表3 1990—2018年陽(yáng)宗海流域景觀格局指數(shù)Tab.3 Landscape pattern indexes of Yangzonghai basin from 1990 to 2018

近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域各景觀類型的斑塊面積與景觀類型面積變化一致（圖3）。喬木林地斑塊個(gè)數(shù)從1990年的35 個(gè)增至2018年的97 個(gè)；斑塊密度從1990年的0.144 4 個(gè)/hm2增至2018年的0.400 2 個(gè)/hm2；景觀形狀指數(shù)從1990年的11.453 8增至2015年的20.213 5，2018年減少至19.983 3。灌木林地斑塊個(gè)數(shù)從1990年的27 個(gè)增至2018年的101 個(gè)；斑塊密度從1990年的0.111 4 個(gè)/hm2增至2018年的0.416 7 個(gè)/hm2；景觀形狀指數(shù)從1990年的8.635 9 增至2018年的18.798 0。耕地斑塊個(gè)數(shù)從1990年的14 個(gè)增至2015年的69 個(gè)，2018年減少至65 個(gè)；斑塊密度從1990年的0.057 8 個(gè)/hm2增至2015年的0.284 7 個(gè)/hm2，2018年減少至0.268 2個(gè)/hm2；景觀形狀指數(shù)從1990年的10.003 0 增至2018年的18.393 9。城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地斑塊個(gè)數(shù)從1990年的35 個(gè)增至2018年的88 個(gè)；斑塊密度從1990年的0.144 4 個(gè)/hm2增至2018年的0.363 1個(gè)/hm2；景觀形狀指數(shù)從1990年的7.949 3 增至2018年的13.560 5。

圖3 1990—2018年陽(yáng)宗海流域各景觀類型景觀指數(shù)變化Fig.3 Changes of landscape indexes of landscape types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值時(shí)空變化

2.2.1 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值時(shí)間變化

陽(yáng)宗海流域總生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值1990年最高（19.65 億元），2018年最低（18.91 億元）；1995 —2000年變化幅度最大，共減少0.37 億元，減幅為1.89%；2000 — 2005年變化幅度最小，共增加0.03億元，增幅為0.02%（表4）。

表4 1990—2018年陽(yáng)宗海流域單項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值Tab.4 Values of individual ecosystem service in Yangzonghai basin from 1990 to 2018(×108 yuan)

續(xù)表4 Continued

從服務(wù)類型來(lái)看，1990—2018年，各服務(wù)類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值表現(xiàn)為調(diào)節(jié)服務(wù)> 支持服務(wù)>供給服務(wù)>文化服務(wù)。其中，調(diào)節(jié)服務(wù)在研究區(qū)整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)中處于優(yōu)勢(shì)地位，貢獻(xiàn)最大的為水文調(diào)節(jié)和氣候調(diào)節(jié)，各年的兩者價(jià)值總量占年度生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值總量的比例均超過(guò)60%。供給服務(wù)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值呈上升趨勢(shì)，其他服務(wù)類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值均呈減少趨勢(shì)；其中，調(diào)節(jié)服務(wù)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值從1990年的15.10億元減少至2018年的14.55億元。

各非建設(shè)用地景觀類型2018年的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值表現(xiàn)為湖泊> 喬木林地> 灌木林地> 耕地> 人工濕地> 園地> 草地> 其他林地> 沼澤濕地（表5）。喬木林地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值不穩(wěn)定，最大值為2015年的4.53 億元，最小值為2000年的3.54億元。灌木林地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值呈減少趨勢(shì)，從1990年的5.81 億元減少至2018年的3.85 億元。耕地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值呈增加趨勢(shì)，從1990年的0.31 億元增至2018年的0.47 億元。湖泊生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值較穩(wěn)定。

表5 1990—2018年陽(yáng)宗海流域非建設(shè)用地景觀類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值變化Tab.5 Changes of ecosystem service values of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值空間變化

考慮斑塊面積不一致，各斑塊的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值總量存在差異，本研究從各斑塊的單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值角度分析生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值空間上的變化特征，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值進(jìn)行重新分級(jí)，分別為0、低（1 ～ 5 萬(wàn)元/hm2）、中（5 < ～ 10 萬(wàn)元/hm2）和高（>10萬(wàn)元/hm2）。

1990 — 2018年，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值高的區(qū)域分布與湖泊、人工濕地和沼澤濕地的分布一致，主要分布在陽(yáng)宗海湖泊及周邊濕地（圖4）。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值中的區(qū)域分布與喬木林地和其他林地的分布一致，喬木林地和其他林地主要分布在陽(yáng)宗海流域南邊面山、西南邊面山及東邊面山。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值低的區(qū)域分布與灌木林地和耕地的分布一致，灌木林地主要分布在陽(yáng)宗海流域東邊和南邊面山，耕地分布在陽(yáng)宗海湖泊與面山之間，主要分布在湖泊北邊和西邊。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值為零的區(qū)域主要分布于陽(yáng)宗海流域北邊和西邊的建設(shè)用地，零價(jià)值區(qū)域隨城市發(fā)展快速擴(kuò)張呈擴(kuò)大趨勢(shì)（圖1、4）。

圖4 1990—2018年陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值空間分布Fig.4 Spatial distributions of ecosystem service values in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值敏感性指數(shù)

總體來(lái)說(shuō)，不同年份間的敏感性指數(shù)差異較小，2010年最大（0.330 7），2015年最?。?.058 9）（表6）。沼澤濕地不同年份間敏感性指數(shù)差異較大，2010年最大（0.245 7），2015年最?。?.032 7）。其他林地敏感性指數(shù)1995年最大（0.008 4），2010年最小（0.003 0）。草地敏感性指數(shù)1990年最大（0.017 3），2015 和2018年最?。?.001 4）。園地敏感性指數(shù)1995年最大（0.078 1），2018年最?。?.011 7）。人工濕地敏感性指數(shù)1990年最大（0.008 7），2018年最小（0.005 6）。其他景觀的敏感性指數(shù)差異均較小。所有非建設(shè)用地景觀類型的敏感性指數(shù)差異均小于1，表明生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值對(duì)價(jià)值系數(shù)不敏感，缺乏彈性，研究結(jié)果可信。

表6 1990—2018年陽(yáng)宗海流域非建設(shè)用地景觀類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值敏感性指數(shù)Tab.6 Sensitivity indexes of ecosystem service values of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.4 景觀格局演變與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的相關(guān)性

利用Pearson相關(guān)性檢驗(yàn)，測(cè)算研究區(qū)景觀格局指數(shù)與各生態(tài)服務(wù)功能間的相關(guān)性（表7）。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值與各景觀指數(shù)存在較高相關(guān)性。其中，斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度、景觀形狀指數(shù)和蔓延度指數(shù)與各項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值相關(guān)性均較高。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值與斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度和景觀形狀指數(shù)均呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05），與蔓延度指數(shù)呈顯著正相關(guān)（P<0.05）。從服務(wù)類型中貢獻(xiàn)最大的水文調(diào)節(jié)和氣候調(diào)節(jié)來(lái)看，水文調(diào)節(jié)與斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度和景觀形狀指數(shù)均呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05）；氣候調(diào)節(jié)與斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度、景觀形狀指數(shù)、香農(nóng)多樣性指數(shù)和香農(nóng)均勻度指數(shù)均呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05），與蔓延度指數(shù)呈顯著正相關(guān)（P<0.05）。

表7 1990—2018年陽(yáng)宗海流域景觀格局指數(shù)與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的相關(guān)性Tab.7 Correlations among landscape pattern indexes and ecosystem service functions in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

3 討論

3.1 景觀格局時(shí)空演變分析

陽(yáng)宗海流域各景觀要素組成、空間形態(tài)、斑塊和廊道面積及類型的變化在很大程度上影響景觀格局的空間配置效果，進(jìn)而影響區(qū)域生態(tài)環(huán)境變化的響應(yīng)能力。1990 — 2018年，陽(yáng)宗海流域各景觀類型面積發(fā)生明顯改變。以建設(shè)用地面積急劇增加、林地和其他用地轉(zhuǎn)為建設(shè)用地為主要特征。流域內(nèi)農(nóng)村人口分布和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、生活集中在湖泊周邊。1990—2018年，建設(shè)用地面積逐年增長(zhǎng)，灌木林地面積逐年減少，主要是因?yàn)榻ㄔO(shè)用地從環(huán)湖兩側(cè)向面山開闊的灌木林地?cái)U(kuò)散。

景觀格局的生態(tài)學(xué)意義闡釋比格局分析本身更重要[37]。本結(jié)果研究表明，人為因素，尤其是建設(shè)需求，短期內(nèi)已成為陽(yáng)宗海流域景觀格局破碎度和多樣性增加的核心驅(qū)動(dòng)力。景觀格局變化會(huì)對(duì)區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、功能及過(guò)程產(chǎn)生重要影響[38]。在總體規(guī)劃指導(dǎo)下進(jìn)行大規(guī)模建設(shè)，陽(yáng)宗海流域的建設(shè)用地呈明顯的集中特征。近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域6 個(gè)時(shí)段的綜合土地利用類型動(dòng)態(tài)度變化較大，隨年份增加呈先下降后上升再下降的趨勢(shì)，表明流域景觀格局的演變受人類活動(dòng)影響較大，社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展對(duì)景觀格局的影響強(qiáng)烈，與蔣玉爽等[39]研究結(jié)果一致。主要是由于經(jīng)濟(jì)發(fā)展?fàn)顩r、交通運(yùn)輸、旅游業(yè)發(fā)展和人口因素，及退耕還林等政策及城市發(fā)展規(guī)劃的推動(dòng)作用。單一土地利用動(dòng)態(tài)度可在一定程度上體現(xiàn)當(dāng)前社會(huì)經(jīng)濟(jì)發(fā)展對(duì)陽(yáng)宗海流域不同土地利用類型變化的影響?？傮w上，28年間，陽(yáng)宗海流域城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地面積動(dòng)態(tài)度變化最大的時(shí)段為1995年之后，人口增長(zhǎng)及社會(huì)經(jīng)濟(jì)變化的綜合作用影響著土地利用類型的轉(zhuǎn)變，尤其是非農(nóng)人口比例的上升，是人口因素中促使用地結(jié)構(gòu)變化最主要的因素。

3.2 生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值時(shí)空演變驅(qū)動(dòng)因素

1990 — 2018年，陽(yáng)宗海流域的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值總量呈降低趨勢(shì)。主要原因是灌木林地等生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值最高的林地面積持續(xù)減少。陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值量呈中心湖泊區(qū)域高、西部山區(qū)低的空間分布規(guī)律。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值高的區(qū)域分布與湖泊、人工濕地和沼澤濕地的分布一致。陽(yáng)宗海流域以湖泊和濕地為主要依托，本身?yè)碛芯薮蟮纳鷳B(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值低的區(qū)域分布與灌木林地和耕地的分布一致。耕地面積的增加降低了流域總體生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)能力，對(duì)流域生態(tài)環(huán)境保護(hù)產(chǎn)生負(fù)面影響[38]。耕地是人為因素作用的結(jié)果，其變化直接關(guān)系區(qū)域的可持續(xù)發(fā)展。陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值分布結(jié)果與李建蓉等[40]研究結(jié)果一致，人類活動(dòng)不斷干擾土地利用方式，耕地、草地和園地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值上升?？梢劳兄榻雷o(hù)林、退耕還林和封山育林等重點(diǎn)林業(yè)工程項(xiàng)目和嚴(yán)格控制建設(shè)用地等措施，控制區(qū)域耕地使用力度，增強(qiáng)景觀利用效率；實(shí)施生態(tài)駁岸，進(jìn)行水岸保護(hù)，劃定紅線范圍，實(shí)施植被生境恢復(fù)等，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行保護(hù)，對(duì)于減緩當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值降低有重要作用，可在一定程度上提升陽(yáng)宗海流域范圍內(nèi)的生態(tài)承載力和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值。

3.3 景觀格局演變對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的響應(yīng)

伴隨人口增長(zhǎng)及城市化擴(kuò)展，景觀類型的劇烈變化改變了生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能，影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值。陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值與各景觀指數(shù)存在較高相關(guān)性，其中斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度、景觀形狀指數(shù)和蔓延度指數(shù)與各項(xiàng)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值相關(guān)性均較高。表明景觀斑塊離散破碎、形狀類型多樣和通達(dá)度低會(huì)導(dǎo)致區(qū)域生態(tài)價(jià)值降低；斑塊團(tuán)聚度高、連續(xù)性與優(yōu)勢(shì)度強(qiáng)，則有利于生態(tài)服務(wù)價(jià)值增加和功能提升[41]。斑塊數(shù)量越多，斑塊密度越大，景觀破碎度越高[42]。總體而言，流域整體景觀格局呈現(xiàn)破碎化和復(fù)雜化。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值與斑塊個(gè)數(shù)、斑塊密度和景觀形狀指數(shù)均呈顯著負(fù)相關(guān)，與蔓延度指數(shù)呈顯著正相關(guān)。陽(yáng)宗海流域居民點(diǎn)有向林地?cái)U(kuò)展的現(xiàn)象，但受到政策約束，無(wú)大范圍侵占現(xiàn)象，因此呈現(xiàn)細(xì)碎的斑塊狀。林地蘊(yùn)含的生態(tài)價(jià)值遠(yuǎn)超其他景觀類型，斑塊面積減小導(dǎo)致其提供的生態(tài)調(diào)節(jié)與支撐服務(wù)功能降低。湖泊、沼澤濕地和人工濕地提供的水源涵養(yǎng)和廢物處理功能提升，一定程度上彌補(bǔ)了灌木林地和其他林地生態(tài)服務(wù)價(jià)值減少的損失。各景觀類型間的相互轉(zhuǎn)移也作用于生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值，尤其是耕地向建設(shè)用地大規(guī)模轉(zhuǎn)移導(dǎo)致28年間陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值減少。城鎮(zhèn)化建設(shè)和人口增長(zhǎng)帶來(lái)的土地利用變化對(duì)生態(tài)環(huán)境有明顯的壓力和負(fù)效應(yīng)，經(jīng)濟(jì)社會(huì)發(fā)展在一定程度上是以犧牲生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能為代價(jià)的[43]。對(duì)于陽(yáng)宗海流域來(lái)說(shuō)，未來(lái)可通過(guò)政策規(guī)劃，向林地、濕地和湖泊等價(jià)值系數(shù)高的景觀轉(zhuǎn)移，通過(guò)調(diào)整景觀斑塊及廊道類型、數(shù)量、形態(tài)和要素組成，改善生態(tài)系統(tǒng)供給、調(diào)節(jié)、支撐與文化服務(wù)功能，促進(jìn)各物質(zhì)間的循環(huán)與能量流動(dòng)，提高生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與反應(yīng)能力。

4 結(jié)論

近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域景觀格局發(fā)生了明顯變化。總體趨勢(shì)為灌木林地面積減少，耕地和城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地面積增加；其中，建設(shè)用地變化幅度最大，呈持續(xù)增長(zhǎng)趨勢(shì)；其他景觀類型波動(dòng)較大，不同時(shí)期各景觀類型的變化幅度不同。景觀類型的變化主要為灌木林地向城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地和耕地轉(zhuǎn)移。各土地利用類型面積間的相互轉(zhuǎn)化對(duì)流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值影響較大。耕地與建設(shè)用地的轉(zhuǎn)換、城鄉(xiāng)居民建設(shè)用地面積增加是區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值演變的主要原因。建設(shè)用地的擴(kuò)張、土地利用類型向低生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的轉(zhuǎn)變及人類活動(dòng)對(duì)土地的過(guò)度影響將降低土地生態(tài)效益服務(wù)價(jià)值。不合理的資源配置破壞土地自然要素和景觀完整性，導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)紊亂及棲息地的退化和復(fù)雜性。在調(diào)整研究區(qū)土地結(jié)構(gòu)、優(yōu)化土地配置時(shí)，應(yīng)充分重視水體、林地等具有較高生態(tài)服務(wù)價(jià)值的景觀類型。

近28年來(lái)，陽(yáng)宗海流域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值呈下降趨勢(shì)。在各生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能中，水文調(diào)節(jié)的價(jià)值最大，單項(xiàng)服務(wù)功能價(jià)值約占生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值的70%。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價(jià)值與斑塊數(shù)量、斑塊密度和景觀形狀指數(shù)均呈負(fù)相關(guān)，與蔓延度指數(shù)呈正相關(guān)。各景觀類型的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值敏感性指數(shù)均小于1，說(shuō)明研究結(jié)果可靠，對(duì)于陽(yáng)宗海流域未來(lái)的土地利用和規(guī)劃，可提供數(shù)據(jù)上的支撐，有利于經(jīng)濟(jì)和生態(tài)的協(xié)調(diào)發(fā)展。