冀東平原農業景觀格局與生態服務價值研究——以灤縣為例

趙志剛，王凱榮，向開成，謝小立

（1.湖南農業大學 生物科學安全技術學院，長沙 410128；2.青島農業大學 農業生態與環境健康研究所，山東 青島 266109；3.中國科學院 亞熱帶農業生態研究所，長沙 410125；4.宜春學院 生命科學與資源環境學院，江西 宜春 336000）

農業景觀一般指草地、耕地、林地、樹籬及道路等多種景觀斑塊的鑲嵌體，表現為物種生存于其中的各類破碎化棲息地的空間網格［1］；廣義的農業景觀包括農田、果園及廠礦、人工林地、農場、牧場、水域和村莊等生態系統，以農業特征為主，是人類在自然景觀基礎上建立起來的自然生態結構與人為特征的綜合體［2］。景觀空間格局是景觀生態學的重要研究內容之一，最常用的定量化研究方法［3］是用景觀指數描述景觀格局特征，建立景觀格局與生態過程之間的聯系，生態系統服務價值指人們能夠直接或者間接從生態系統功能中獲取的產品和服務［4］，近年來生態系統服務價值的研究逐漸成為生態學研究的一個熱點問題。本文參照Costanza等［4］人提出的生態服務價值計算方法，以景觀之間的轉化數據為基礎，以冀東平原典型區域——河北灤縣為例分析生態系統服務價值的變化，并借助土地利用圖進行分類，結合GIS和Fragstats軟件進行計算與分析，研究農業景觀格局與動態變化，并簡要探究景觀格局與生態系統服務之間的相關性，這些內容對深入研究生態系統服務與景觀格局的內在變化，進一步揭示生態系統服務變化的驅動機制具有重要意義，并可為指導冀東平原區域農業生產和農業景觀生態設計與發展規劃提供科學依據。

1 研究區概況與數據來源

灤縣地處冀東燕山南麓，灤河西畔，總面積1027 .67km2，是傳統農業大縣。其地理坐標118°14′—118°49′E、39°34′—39°58′N；轄13個鎮，全縣地勢北高南低，山丘面積約占22%，中部、南部為灤河沖積平原，地勢平坦，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。灤縣屬季風性大陸氣候區，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年灤縣土地利用現狀圖及矢量化圖，結合灤縣區域的實際情況，將其農業景觀類型劃分為6種類型（表1）:林地景觀、農田景觀、園地景觀、建設地景觀、水域景觀、荒地景觀。使用ArcGIS 9.3將矢量數據柵格化（圖1），并將柵格數據導入Fragstats 3.3中進行景觀空間格局指數的計算。

表1 灤縣農業景觀類型

圖1 1996年、2009年灤縣農業景觀類型

2 研究方法

2.1 景觀格局指數

景觀指數是景觀格局信息的高度濃縮，能定量反映其結構組成和空間配置特征，能建立景觀結構與過程間的聯系，更好地解釋與理解景觀功能。許多學者應用該理論和方法在土地利用、環境和自然保護、農業等方面作了大量的工作，依此描述建設用地景觀的形態及分布情況，取得了較好效果［5－6］。

本文主要選取表現景觀要素、分布和形狀特征的指標，包括斑塊總面積（CA）、斑塊密度（PD）、最大斑塊指數（LPI）、分維數（PFD）、穩定性指數（SK）。各個指標的表達公式及其生態學意義可以參見文獻［7－9］。

2.2 生態系統服務評估指標

生態系統服務評估指標的選取是以生態系統服務功能為基礎。在本研究中，參照Daily［10］、聯合國千年生態系統評估（MA）［11］和謝高地等［12］的方法，將灤縣生態系統的服務功能劃分為產品服務和生命支持服務2個層面，服務類型包括供給、調節和文化服務3大類型，形成食物生產、原材料、氣體調節、氣候調節、水源涵養、廢物處理、土壤保持、生物多樣性保護、娛樂文化9項評估指標。

2.3 生態系統服務價值評估方法

食物生產與原材料價值由凈第一性生產力、標準煤價格求算［13］；根據植被凈初級生產力、光合作用反應方程式與瑞典碳稅率及工業制氧價求算氣體調節價值［14］；依照單位面積綠地改善區域溫度、濕度等能力及改善所需人工費用來估算氣候調節價值；通過降雨徑流率與植被覆蓋度以及庫容成本求算水源涵養價值［15］；依據植物對SO2、滯塵等的吸收能力及治理費用估算廢物處理的潛在價值［16］；依據潛在和實際土壤侵蝕量估算土壤保持量［17］，結合土壤中N，P，K含量和化肥平均價格估算土壤形成與保護價值［18］；依據費用支出法考慮用于生物多樣性保護所需要經濟價值成本來測算生物多樣性的經濟價值［19］；通過市場價值法估算區域旅游娛樂綜合收入測算娛樂文化的經濟價值［20］。

以Costanza的研究方法［4］為基礎，確定生態系統服務價值評估公式為:

式中:ESVi——第i類農業景觀系統的生態服務價值（元）；VCij——第i類農業景觀系統的第j種土地生態系統服務類型單位面積價值［元／（hm2·a）］；Ai——第i類土地利用類型的面積（km2）；ESV——研究區生態系統總生態服務價值。

3 結果與分析

3.1 農業景觀面積轉移矩陣分析

由表2可以看出，研究區的各農業景觀類型面積在1996—2009年間均發生較大變化。林地主要集中于西北坡地區域，面積較小，占研究區比例為5.59%，其2009年面積達到26.81km2，面積增加主要是由農田和荒地轉變來，這主要是由于研究年份間增加了農田防護林的建設與加大了荒地綠化利用，荒地與林地的轉換主要發生在西北坡地區域。農田景觀面積最大，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%，分析農田的轉出方向可以發現，該類型用地在研究時期內主要轉變為城市建設用地，其次是園地和林地，相較于農田用地的轉出狀況，其轉入面積并不顯著。建設地快速擴展，從1996年的108.91km2增加為2009年的184.22km2，主要由農田和荒地轉化而來，農田與荒地對2009年建設地貢獻比例分別為39.32%和7.25%，1996年原有建設地貢獻為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，主要是和農田進行面積轉換。水域和荒地面積呈減少趨勢，研究時段內分別降低了12.32%和23.20%，水域主要轉換為農田、荒地和建設地，而農田和荒地的補充也相對較多，主要原因在于1996—2009年間農田的集約化，導致部分農田建設重新布局，新增和填埋部分坑塘水面產生面積轉換，而水域與荒漠的轉化也多發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移矩陣 km2

3.2 農業景觀類型水平上的格局指數

最大斑塊指數（LPI）值的大小可反映景觀類型的優勢度［7］。由圖2看出，1996—2009年，研究區一直占據優勢和主導地位的景觀類型是農田景觀，這與研究區平原地勢的自然條件相吻合，但13a間農業優勢度總體下降明顯，由41.50%降為12.15%。1996年，荒地、林地和建設地景觀最大斑塊指數分別為1.42%，0.80%，0.77%；2009年，建設地景觀變化較大，13a上升差值為5.43，僅次于農田景觀類型，林地、荒地值少量增加，園地、水域基本無變化。這主要是1996年以來，隨著工業化發展與人口增加引起交通用地、建設用地的增多，及國家退耕還林措施的開展，部分農田轉化為建設地與林地。2009年建設地景觀優勢度顯著增長，明顯高于其它景觀類型，這期間農用地的減少及分割引起農業景觀優勢度的迅速降低。

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年景觀斑塊的數量和格局發生了一定程度的變化。1996年荒地、建設地、園地景觀列前三位，水域、林地、農田景觀為后三位；2009年順序改變為:建設地、林地、園地、荒地、農田和水域景觀。其中建設地、林地、農田3類景觀斑塊密度值增加；園地、荒地、水域三類景觀斑塊密度值減少。說明在研究年份間，人類活動增加了林地、建設地景觀斑塊建設，農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。荒地景觀由于利用率增加，水域景觀中如坑塘水面的填埋占用，園地景觀的整合與規?；洜I等導致這些景觀斑塊密度的降低。

圖2 1996年、2009年水平格局指數 圖31996 年、2009年復雜性與穩定性指數

3.3 農業景觀類型分維數與穩定性指數

分維數（PFD）是其運用了分維理論來測量斑塊和景觀的空間形狀復雜性，其值介于1.0～2.0之間［9］。分維數對土地利用變化是相當敏感的［21］，因此分維數是反映景觀格局總體特征的重要指標，它的變化在一定程度上也反映了人類活動對景觀格局的影響程度［22］。根據分維數進一步可以計算地類空間結構穩定性指數，其值越大，空間結構越穩定，可為科學利用土地與景觀空間分析提供參考［9］，計算公式為［23］:SK＝│1.5－PFD│，SK為地類空間結構穩定性指數。

由圖3可以看出，1996年林地、園地和建設地景觀分維數值較低，表明其形狀較規則，這是由于平原區域屬自然原型的林地較少，該區域多為次生林或人工林，園地和建設地在前期也較為規整，而農田的分維數值較大，其形狀相對復雜，說明1990s農田的開發度較高，在一些土地欠規整區域也以農田景觀為主；大部分水域、荒地是以自然景觀為主，因此形狀也相對復雜。

至2009年，建設地景觀的分維數增幅最快，由1996年的1.11升高至1.23，說明建設地對空間的快速擴張增加了其景觀形狀的復雜性；人類活動對于農田景觀的相對減弱致農田處于收縮趨勢，部分復雜農田景觀由于地形與耕作難度大被擯棄，因此農田景觀分維數由1.31降至1.25；林地和園地的總面積增加而分維數變化不明顯，說明林地和園地景觀的增加區域依然以較規則的人工建設為主；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，因而其景觀形狀復雜性增加；荒地景觀復雜性的增加主要是由規整區域土地利用率的提高導致。整體上看，1996年，農田景觀穩定性最低，園地與建設地景觀最為穩定，這與其為人工建設、結構簡單有關；2009年，由于建設地擴張迅猛，導致復雜性加強，因而穩定性下降最快，而農業景觀穩定性增加最快，林地、園地穩定性變化不大。

3.4 各類景觀生態服務價值（ESVi）計算

為方便比較，引入生態服務價值貢獻系數（C），即該類景觀生態服務價值所占區域生態服務總價值比例與某類景觀面積所占總面積比例的比值。C越大說明i類景觀的生態價值貢獻越大。生態服務價值變化率是2009年與1996年生態服務價值之差再與1996年的生態服務價值的比值。

由表3可知，在生態服務價值構成中，居于前三位的是農田、園地和林地，其次是水域和荒地景觀，建設地景觀由于對環境的消耗作用而評估為負值。農田由于面積最廣，因此其生態服務價值在1996年和2009年分別為16319 .98萬元和14567 .60萬元，所占生態服務價值的比例分別為58.88%和55.22%；林地所占生態服務價值比例分別為18.79%和26.55%；園地分別占到19.37%和24.33%。園地的生態服務價值貢獻系數測算為最大，這是由于其除具有一般林地的功能外，還主要由食物生產的價值。林地與水域價值基本相當，農田對于生態服務價值的貢獻系數小于1，荒地貢獻系數不足0.5。這種結果既與生態服務價值系數的大小有關，又反映了不同景觀對于維持生態系統服務價值的各自作用。從生態服務價值變化率可以發現各景觀生態服務價值波動，其中林地、園地生態服務價值增加，農田、河流和荒地的生態服務價值降低，建設地由于貢獻率為負值，因此變化率增加其生態服務價值量在降低。其中林地的價值變化最大，約增加了1796 .58萬元，其次是園地，約增加了1048 .83萬元。建設地由于增加最快，因此其服務價值下降最多，達到1856 .42萬元，其次是農田，其服務價值減少了1752 .38萬元。

表3 1996－2009年各類景觀生態服務價值

3.5 各景觀間生態服務價值的流向分析

根據各景觀類型面積轉化數據計算景觀之間的相互轉化所引起的生態服務價值的損益，即PLig＝ΔVC×Aig，PLig為1996年第i類景觀轉化為2009年第g類景觀后的生態服務價值損益，ΔVC是第i類景觀和第g類單位面積總生態系統服務類型價值差值，Aig是1996年第i類景觀轉化為2009年第g類景觀的面積。

將景觀類型生態服務價值的增減視為流動的，生態服務價值的增加視為流入，生態服務價值的減少視為流出（表4）。由表4可以看出，林地、園地和水域的服務價值主要流出到農田、建設地和荒地。農田的服務價值主要流出到建設地和荒地。荒地的服務價值也主要流出到建設地。而建設地和荒地的流出均有利于服務價值的增加。從縱列合計來看，1996—2009年間林地、園地和水域的流出造成的服務價值的損失為6706 .91萬元。農田、建設地和荒地的流入帶來的服務價值增加量為5370 .71萬元，總量減少了1336 .19萬元。因此，研究年份間各景觀的轉化是有損于整體農業生態系統服務價值，而要保持農業景觀生態服務價值更好地發展，則需要更加合理的景觀格局。

表4 1996－2009年各類景觀生態服務價值流向損益 萬元

4 農業景觀格局演變與生態服務價值關聯性

4.1 農業景觀格局演變對土壤保持的影響

不同的農業景觀類型對土壤的作用不同，其中，林地、園地景觀對涵養水源，保持水土的作用最強，因此，林地、園地景觀面積的增加可以提高農業生態系統土壤保持，而農田、荒地、建筑地景觀的增加會提高水土流失，擴大水土流失的面積。本研究中，農田、建設地、荒地等向園地、林地流動獲得了較大的生態服務價值，其中部分價值差來自對土壤保持的增加，因此，改變各景觀類型的面積比例，可以形成有利于區域合理的景觀結構，如減少坡地處農田、建設地集約化、提高荒地綠地面積等措施可有效提高區域生態服務價值。此外，盛學斌等［24］的研究還表明，景觀格局的演變會引起土壤中有機質、全N、全P、全K等養分呈有規律的改變，當土地由草地變為林地、旱地變為林地、旱地變為水田時，總體養分增多，這些也會對供給、調節服務產生影響，從而改變區域生態服務價值的評估。

4.2 農業景觀格局演變對生物多樣性的影響

農業景觀相較城市景觀，其與自然景觀聯系更為密切。因此，林地、農田、水域等景觀類型的破碎化對物種多樣性有嚴重影響。生境破碎化是世界范圍內生物多樣性最嚴重的威脅之一［25］。景觀格局演變是一個動態過程，其生境破碎化會造成原始生境損失、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（如農田、建筑地、林地等）表現為斑塊密度增加，斑塊數量增多，農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。這些斑塊間物理環境的改變，縮小某一類生境的斑塊面積，影響到種群的大小和滅絕速度；同時在不連續的片段中，殘留面積的再分配會影響物種的散布和遷移，這些因素都會影響到生物多樣性，進而影響生態服務價值中這類指標的評估。

4.3 農業景觀格局演變對生態環境的影響

景觀格局與生態過程之間存在緊密關聯，區域地表水環境污染是重要的生態過程之一。農業景觀格局一般是非點源污染過程，主要包括農田的農藥化肥使用、禽畜養殖排污等。一般是源（景觀）的污染物通過徑（景觀）進入匯（景觀），不同景觀的源、匯特征、組合的數量比例和空間分布的排列方式，均對非點源污染產生影響［26］。本研究中，1996—2009年間農田面積的降低，減少了源（景觀）污染物的排放，同時也降低了徑（景觀）和匯（景觀）的污染物的流動，部分原因應該是2009年相關類型景觀生態服務價值貢獻系數的升高。此外，溫仲明［27］等在黃土丘陵區紙坊溝流域開展的近60a來土地利用景觀變化的環境效應研究表明，隨著由林草植被占優的景觀格局演變為由坡耕地占優的景觀格局，流域環境狀況逐步惡化，而隨著流域治理工作的開展，林草植被在景觀中的優勢度得以逐漸恢復，流域環境狀況逐漸恢復乃至接近1938年植被未被破壞時的水平。這些研究均表明農業景觀格局的變化對生態環境的影響會間接導致生態服務價值的波動。

5 結論

（1）研究表明，13a來，灤縣農業景觀格局變化較大，其中農田景觀優勢度降低、建設地景觀優勢度增高，其他類景觀相對變化較小，景觀整體破碎度增大，景觀斑塊形狀趨于簡單。從空間分布趨勢來看，林地、園地景觀向西北部坡地轉移明顯，建設地景觀主要集中于中部平原區域。

（2）生態服務價值評估表明，園地、水域、林地景觀對服務價值的貢獻率較大，13a來灤縣縣域生態服務價值減少了1336 .19萬元，其中建設地景觀擴展是生態服務價值減少的最主要因素。生態服務價值變化同農業景觀格局演化之間緊密相關，景觀斑塊面積、景觀斑塊種類、斑塊數量及破碎度等指數的變化都會引起區域生態服務價值變化。

（3）景觀格局演變除自然因素外，更多的是由人類活動的影響所造成的，一般人類活動的社會經濟和政策因素對景觀影響較大［28］。因此，可通過經濟調節與政策約束等保護區域林地、園地、水域等關鍵景觀類型，增加其面積比例，同時加大有效網絡面積和連通性，減少干擾以免斑塊破碎度增加，這些都可增強冀東平原區域的生態系統服務價值，更好地支撐和保證該區域的可持續發展。

［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.景觀指數分類、應用及構建研究［J］.應用生態學報，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.海岸帶土地持續利用景觀生態評價［J］.地理學報，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農村居民點景觀格局［J］.資源科學，2004，26（5）:89－97.

［7］鄔建國.景觀生態學［M］.北京:高等教育出版社，2007.

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

［9］劉曉輝，呂憲國，董貴華.分維模型在土地利用研究中的應用［J］.地理科學，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.一個基于專家知識的生態系統服務價值化方法［J］.自然資源學報，2008，23（5）:911－919.

［13］胡曉輝，黃民生，張虹，等.福建省縣域農業生態系統的能值空間差異分析［J］.中國生態農業學報，2009，17（1）:155－162.

［14］于格，魯春霞，謝高地，等.青藏高原草地生態系統服務功能的季節動態變化［J］.應用生態學報，2007，18（1）:47－51.

［15］李金昌，姜文來，靳樂山，等.生態價值論［M］.重慶:重慶大學出版社，1999.

［16］康文星，田大倫.湖南省森林公益效能的經濟評價（2）:森林的固土保肥、改良土壤和凈化大氣效益［J］.中南林學院學報，2001，21（4）:1－4.

［17］姜立鵬，覃志豪，謝雯，等.中國草地生態系統服務功能價值遙感估算研究［J］.自然資源學報，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分空間變異性研究［J］.農業工程學報，2008，24（1）:68－73.

［19］李文華，歐陽志云，趙景柱.生態系統服務功能研究［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.分型理論在地理學中的應用研究進展［J］.地理科學進展，2003，22（4）:426－433.

［23］朱曉華，蔡運龍.中國土地利用空間分形結構及其機制［J］.地理科學，2005，25（6）:671－677.

［24］盛學斌，孫建中，劉云霞.壩上地區土地利用與覆被變化對土壤養分的影響［J］.農村生態環境，2002，18（4）:10－14.

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

［26］趙軍.平原河網地區景觀格局變化與多尺度環境響應研究［D］.上海:華東師范大學，2008.

［27］溫仲明，焦峰，張曉萍.紙坊溝流域近60年來土地利用景觀變化的環境效應［J］.生態學報，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.