近28年阳宗海流域生态系统服务价值对景观格局演变的时空响应

马国强，李秋洁，李云琴，肖剑平

（1.国家林业和草原局西南调查规划院，云南昆明 650216；2.兰州大学 生命科学学院，甘肃兰州 730000；3.中国电建集团昆明勘测设计研究院有限公司，云南昆明 650051；4.云南省林业和草原科学院，云南昆明 650201）

生态系统服务价值（Ecosystem service value，ESV）是生态功能效用的价值变现，是衡量区域生态环境质量的重要指标[1-3]，被广泛应用于生态系统服务供给能力的评估[4-5]。生态系统服务价值定量评估在生态学研究中越来越受到重视[6]。单位面积价值当量因子法是众多生态系统服务价值测算方法中更适合区域生态系统服务价值的评估，具有操作简单和数据易获取等优点[7]。区域经济发展与当地土地利用的生态系统服务价值有一定关系，可通过生态系统服务价值评价研究它们之间相互影响的关系[8-10]。土地利用/覆被变化（LUCC）是全球环境变化研究的重要内容，可对生态系统功能与结构变化产生显著影响[11-12]。景观格局是研究土地利用及其生态效应的基础[13]，其时空变化可反映人类活动对自然环境影响的直接表现形式，也是影响生态系统服务价值的重要因素[14-15]。近年来，越来越多的专家、学者关注土地利用变化对生态系统服务功能和价值的影响。国外的一些研究为生态系统服务价值研究提供了基本的指导理论和研究方向，认为土地利用类型的改变可让生态系统的结构和过程发生变化，从而影响生态系统服务功能[16-18]。当国内学者参考国外学者的研究成果对我国的一些区域进行相关研究时，发现其存在不足，因此在借鉴国外研究成果的基础上，对国内的生态系统服务价值进行探讨[19-20]。

近年来，在自然界和人为活动的双重干扰下，一些流域景观格局发生变化[21]。阳宗海是云南省九大高原湖泊之一[22]，地处“两屏三带”生态格局重要组成部分南方丘陵山地带西缘，生态重要性较高，该流域也存在景观格局利用方式的变化。景观类型变化不仅可改变生态系统结构和功能，而且影响生态系统服务价值和生态安全[23-24]。随着经济和人口的快速增长，城市基础设施不断扩张，建设用地需求不断增加，各种土地类型急剧变化，特别是耕地和建设用地的变化，区域生态系统服务价值和功能也发生变化[25]。对阳宗海流域的景观格局变化和生态系统服务价值进行研究是非常必要的。本研究分析阳宗海流域生态系统服务功能与景观格局变化的关系，探索各景观类型的生态系统服务价值，深入研究景观变化对生态系统服务价值的影响，可为景观类型结构优化、促进区域生态安全和可持续发展提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

阳宗海（102°58′～103°01′E，24°51′～24°58′N）地处云贵高原，位于云南省昆明市东南部，为典型的封闭型高原内陆断陷构造湖，湖面水位1 770.46 m，湖面面积约31 km2，平均水深20 m，最大水深30 m，湖泊南北平均长12.7 km，东西平均宽2 ～ 5 km，湖岸长32.3 km；拥有典型的“面山-湖滨-湖盆”高原湿地结构特征[26]。阳宗海流域属珠江流域南盘江水系，面积为286 km2。

1.2 数据来源及处理

阳宗海流域遥感影像数据为Landsat5 TM（1990、1995、2000、2005 和2010年）和Landsat8 OLI（2015和2018年）陆地卫星系列数据，底图坐标系为GCS_China_Geodetic_Coordinate_System_2000，空间分辨率为30 m；对影像进行RGB 波段合成和空间地理矫正。按照土地资源分类系统[27-28]，结合野外调查、现场访问及森林资源二类调查、森林资源一张图等相关资料，综合分析后，建立遥感判读标志，将阳宗海流域景观类型划分为乔木林地、灌木林地、其他林地、草地、园地、人工湿地、沼泽湿地、湖泊、耕地、其他建设用地、城乡居民建设用地、交通运输用地和工矿建设用地，通过镶嵌和裁剪等预处理及现地核实，获得研究区景观类型数据。其他数据来源于国家统计局、中国经济与社会发展统计数据库及《云南省统计年鉴》（2000— 2018年）（http://www.yn.gov.cn/zwgk/zfxxgkpt/fdzdgknr/tjxx/ntjnj/）、《全国农产品成本收益资料汇编》（2000—2018年）[29]。

1.3 方法

1.3.1 土地利用变化分析

土地利用变化分析表征研究区某种土地利用类型在一段时间内的数量动态变化，可分析出土地利用变化所引起的区域差异，有助于预测未来土地利用的变化趋势；其中，单一土地利用动态度（K，%）表征区域某种土地利用面积在一定时间内的变化速度，综合土地利用动态度（LC，%）表征区域土地利用变化的整体变化速度，计算公式为[30]：

式中，Ua和Ub分别为研究初期和末期某土地利用类型的面积（hm2）；T和（t2-t1）为时间间隔；ΔLA(ij)为第i类土地转变为第j类土地的绝对值；ΔLA(i,t1)为第i类土地在t1时期的面积（hm2）。

土地利用转移矩阵包含区域某个时期内土地利用类型的静态数据与各地类相互转换的动态数据。本研究通过转移矩阵对不同类型土地利用的转移方向及转移数量进行分析，土地利用转移矩阵通用形式参考相关文献[31]。运用该计算方法，对研究区土地利用类型的内部转移进行分析。

式中，S为面积（hm2）；n为转移前后的土地利用类型数；i为转移前的土地利用类型；j为转移后的土地利用类型。

1.3.2 景观格局分析

景观格局演变定量分析可通过不同景观格局指数来反映[32]。主要从类型水平和景观水平对景观格局进行分析。类型水平上选取斑块数量（NP）、斑块面积（CA）、斑块密度（PD）和景观形状指数（LSI）；景观水平上选取斑块密度（PD）、最大斑块数占景观面积的比例（LPI）、景观分离度（SPLIT）、景观形状指数（LSI）、蔓延度指数（CONTAG）、香农多样性指数（SHDI）和香农均匀度指数（SHEI）。以上指数可反映景观破碎度、多样性和聚散度[33]。景观指数计算均在Fragstats 4.2软件中完成。

1.3.3 生态系统服务价值评估与分析

本研究采用谢高地等[34]提出的基于单位面积价值当量因子法的生态系统服务价值动态评估方法，进行生态系统服务价值评估。1 个生态系统服务价值当量因子的经济价值等同于研究区本年度平均粮食单产市场价值的1/7[35]。选取研究区2000 —2018年3 种主要农作物，即稻谷（Oryza sativa）、小麦（Triticum aestivum）和玉米（Zea mays）的播种面积、产量及近20年间3 种作物的平均价格为基础数据，得到2000—2018年研究区的单位面积粮食均产量为6 711.01 kg/hm2，平均粮食价格为1.92 元/kg。由此，计算出研究区单位面积农作物生产的经济价值为1 524.75 元/hm2，计算公式为[36]：

式中，Ea为单位面积农田生态系统提供食物生产服务功能的经济价值（元/hm2）；i为第i种主要粮食作物；mi为该农作物的面积（hm2）；pi为该农作物的全国平均价格（元/t）；qi为该农作物的单产（t/hm2）；M为3种主要粮食作物的总面积（hm2）。

基于生态系统服务价值当量表，结合研究区各时期的当量因子及景观类型实际情况，对各项生态系统服务价值当量进行本地化校正，构建适合阳宗海流域非建设用地景观类型的单位面积生态系统服务价值系数（表1）。

表1 阳宗海流域非建设用地景观类型单位面积生态系统服务价值系数Tab.1 Ecosystem service value coefficients per unit area of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin

续表1 Continued

ESV的计算公式为[36]：

式中，Ai为第i类景观类型的面积（hm2）；VCi为第i类景观类型的生态系统服务价值系数（元·hm-2·a-1）。

1.3.4 生态系统服务价值敏感性计算

采用敏感性指数（CS）确认研究区生态系统服务价值系数的准确性，计算公式为[36]：

式中，ESVi和ESVj分别为价值系数调整前和后的生态系统服务总价值；VCik和VCjk分别为第k类景观类型价值系数的原始值和调整后的值。如果CS< 1，表明ESV对VC缺乏弹性，生态价值系数的准确性较高，估算的生态系统服务价值较符合研究区实际情况；反之，则准确性较低。

2 结果与分析

2.1 景观格局变化特征

2.1.1 土地利用类型演变特征

近28年来，阳宗海流域土地利用类型以耕地、乔木林地、灌木林地和湖泊为主（图1）。近28年间，耕地面积从1990年的2 470.05 hm2增至2018年的3 753.27 hm2，共增加1 283.22 hm2，增幅约51.95%；乔木林地面积从1990年的5 562.90 hm2增至2018年的6 559.47 hm2，共增加996.57 hm2，增幅约17.91%；灌木林地面积从1990年的12 160.53 hm2减少至2018年的8 070.48 hm2，共减少4 090.05 hm2，减幅约33.36%；城乡居民建设用地面积从1990年的427.05 hm2增至2018年的1 112.67 hm2，共增加685.62 hm2，增幅约160.55%；湖泊面积变化较小，较稳定；其他土地利用类型中，其他林地面积减少，草地、园地、人工湿地、沼泽湿地、其他建设用地、交通运输用地和工矿建设用地面积增加。

图1 1990—2018年阳宗海流域土地利用类型空间结构变化Fig.1 Spatial structure changes of land utilization types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

从单一土地利用动态度来看，28年间，草地和工矿建设用地面积动态度变化较大，2018年比1990年分别增加38.00%和28.30%（图2）。乔木林地面积动态度变化最大的时段为2000 — 2005年，增加了4.71%；灌木林地面积动态度变化最大的时段为2010 — 2015年，增加了3.64%；湖泊面积动态度变化最大的时段为2015— 2018年，增加了0.22%；耕地面积动态度变化最大的时段为1995 — 2000年，增加了2.33%；城乡居民建设用地面积动态度变化最大的时段为1990— 1995年，增加了6.48%；交通运输用地面积动态度变化最大的时段为2010 —2015年，增加了196.52%。

图2 1990—2018年阳宗海流域土地利用类型面积年间面积变化动态度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 个时段的综合土地利用动态度分别为133.38%、122.28%、54.25%、15.16%、477.66%和17.09%，变化较大，随年份增加呈先下降后上升再下降的趋势。

28年间，阳宗海流域各土地利用类型均频繁相互转换（表2）。除自身转移数据，土地利用结构转移最频繁的为灌木林地，共转出5 562.08 hm2，主要转向乔木林地和耕地，分别转出2 806.04 和1 395.89 hm2；乔木林地共转出1 881.59 hm2，主要转向灌木林地和耕地，分别转出1 118.15 和448.99 hm2；耕地共转出617.95 hm2，主要转向城乡居民建设用地和灌木林地，分别转出237.56和171.23 hm2。

表2 1990—2018年阳宗海流域各土地利用类型面积变化转移矩阵Tab.2 Transition matrices of area changes of land utilization types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

续表2 Continued

2.1.2 景观格局变化特征

近28年来，阳宗海流域的斑块个数、斑块密度和景观形状指数均呈增加趋势（表3）。斑块个数从1990年的193个增至2018年的644个。斑块密度从1990年的0.796 3 个/hm2增至2018年的2.657 1 个/hm2。景观形状指数从1990年的9.805 4 增至2018年的20.466 8。蔓延度指数从1990年的70.222 9 减少至2018年的59.942 6。香农多样性指数从1990年的1.358 2 增至2018年的1.701 9。香农均匀度指数从1990年的0.529 5增至2018年的0.663 5。

表3 1990—2018年阳宗海流域景观格局指数Tab.3 Landscape pattern indexes of Yangzonghai basin from 1990 to 2018

近28年来，阳宗海流域各景观类型的斑块面积与景观类型面积变化一致（图3）。乔木林地斑块个数从1990年的35 个增至2018年的97 个；斑块密度从1990年的0.144 4 个/hm2增至2018年的0.400 2 个/hm2；景观形状指数从1990年的11.453 8增至2015年的20.213 5，2018年减少至19.983 3。灌木林地斑块个数从1990年的27 个增至2018年的101 个；斑块密度从1990年的0.111 4 个/hm2增至2018年的0.416 7 个/hm2；景观形状指数从1990年的8.635 9 增至2018年的18.798 0。耕地斑块个数从1990年的14 个增至2015年的69 个，2018年减少至65 个；斑块密度从1990年的0.057 8 个/hm2增至2015年的0.284 7 个/hm2，2018年减少至0.268 2个/hm2；景观形状指数从1990年的10.003 0 增至2018年的18.393 9。城乡居民建设用地斑块个数从1990年的35 个增至2018年的88 个；斑块密度从1990年的0.144 4 个/hm2增至2018年的0.363 1个/hm2；景观形状指数从1990年的7.949 3 增至2018年的13.560 5。

图3 1990—2018年阳宗海流域各景观类型景观指数变化Fig.3 Changes of landscape indexes of landscape types in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.2 生态系统服务价值时空变化

2.2.1 生态系统服务价值时间变化

阳宗海流域总生态系统服务价值1990年最高（19.65 亿元），2018年最低（18.91 亿元）；1995 —2000年变化幅度最大，共减少0.37 亿元，减幅为1.89%；2000 — 2005年变化幅度最小，共增加0.03亿元，增幅为0.02%（表4）。

表4 1990—2018年阳宗海流域单项生态系统服务价值Tab.4 Values of individual ecosystem service in Yangzonghai basin from 1990 to 2018(×108 yuan)

续表4 Continued

从服务类型来看，1990—2018年，各服务类型的生态系统服务价值表现为调节服务> 支持服务>供给服务>文化服务。其中，调节服务在研究区整个生态系统中处于优势地位，贡献最大的为水文调节和气候调节，各年的两者价值总量占年度生态系统服务价值总量的比例均超过60%。供给服务的生态系统服务价值呈上升趋势，其他服务类型的生态系统服务价值均呈减少趋势；其中，调节服务的生态系统服务价值从1990年的15.10亿元减少至2018年的14.55亿元。

各非建设用地景观类型2018年的生态系统服务价值表现为湖泊> 乔木林地> 灌木林地> 耕地> 人工湿地> 园地> 草地> 其他林地> 沼泽湿地（表5）。乔木林地的生态系统服务价值不稳定，最大值为2015年的4.53 亿元，最小值为2000年的3.54亿元。灌木林地的生态系统服务价值呈减少趋势，从1990年的5.81 亿元减少至2018年的3.85 亿元。耕地的生态系统服务价值呈增加趋势，从1990年的0.31 亿元增至2018年的0.47 亿元。湖泊生态系统服务价值较稳定。

表5 1990—2018年阳宗海流域非建设用地景观类型生态系统服务价值变化Tab.5 Changes of ecosystem service values of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.2.2 生态系统服务价值空间变化

考虑斑块面积不一致，各斑块的生态系统服务价值总量存在差异，本研究从各斑块的单位面积生态系统服务价值角度分析生态系统服务价值空间上的变化特征，对生态系统服务价值进行重新分级，分别为0、低（1 ～ 5 万元/hm2）、中（5 < ～ 10 万元/hm2）和高（>10万元/hm2）。

1990 — 2018年，生态系统服务价值高的区域分布与湖泊、人工湿地和沼泽湿地的分布一致，主要分布在阳宗海湖泊及周边湿地（图4）。生态系统服务价值中的区域分布与乔木林地和其他林地的分布一致，乔木林地和其他林地主要分布在阳宗海流域南边面山、西南边面山及东边面山。生态系统服务价值低的区域分布与灌木林地和耕地的分布一致，灌木林地主要分布在阳宗海流域东边和南边面山，耕地分布在阳宗海湖泊与面山之间，主要分布在湖泊北边和西边。生态系统服务价值为零的区域主要分布于阳宗海流域北边和西边的建设用地，零价值区域随城市发展快速扩张呈扩大趋势（图1、4）。

图4 1990—2018年阳宗海流域生态系统服务价值空间分布Fig.4 Spatial distributions of ecosystem service values in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.3 生态系统服务价值敏感性指数

总体来说，不同年份间的敏感性指数差异较小，2010年最大（0.330 7），2015年最小（0.058 9）（表6）。沼泽湿地不同年份间敏感性指数差异较大，2010年最大（0.245 7），2015年最小（0.032 7）。其他林地敏感性指数1995年最大（0.008 4），2010年最小（0.003 0）。草地敏感性指数1990年最大（0.017 3），2015 和2018年最小（0.001 4）。园地敏感性指数1995年最大（0.078 1），2018年最小（0.011 7）。人工湿地敏感性指数1990年最大（0.008 7），2018年最小（0.005 6）。其他景观的敏感性指数差异均较小。所有非建设用地景观类型的敏感性指数差异均小于1，表明生态系统服务价值对价值系数不敏感，缺乏弹性，研究结果可信。

表6 1990—2018年阳宗海流域非建设用地景观类型生态系统服务价值敏感性指数Tab.6 Sensitivity indexes of ecosystem service values of landscape types(non-construction)in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

2.4 景观格局演变与生态系统服务价值的相关性

利用Pearson相关性检验，测算研究区景观格局指数与各生态服务功能间的相关性（表7）。生态系统服务价值与各景观指数存在较高相关性。其中，斑块个数、斑块密度、景观形状指数和蔓延度指数与各项生态系统服务价值相关性均较高。生态系统服务总价值与斑块个数、斑块密度和景观形状指数均呈显著负相关（P<0.05），与蔓延度指数呈显著正相关（P<0.05）。从服务类型中贡献最大的水文调节和气候调节来看，水文调节与斑块个数、斑块密度和景观形状指数均呈显著负相关（P<0.05）；气候调节与斑块个数、斑块密度、景观形状指数、香农多样性指数和香农均匀度指数均呈显著负相关（P<0.05），与蔓延度指数呈显著正相关（P<0.05）。

表7 1990—2018年阳宗海流域景观格局指数与生态系统服务功能的相关性Tab.7 Correlations among landscape pattern indexes and ecosystem service functions in Yangzonghai basin from 1990 to 2018

3 讨论

3.1 景观格局时空演变分析

阳宗海流域各景观要素组成、空间形态、斑块和廊道面积及类型的变化在很大程度上影响景观格局的空间配置效果，进而影响区域生态环境变化的响应能力。1990 — 2018年，阳宗海流域各景观类型面积发生明显改变。以建设用地面积急剧增加、林地和其他用地转为建设用地为主要特征。流域内农村人口分布和农业生产、生活集中在湖泊周边。1990—2018年，建设用地面积逐年增长，灌木林地面积逐年减少，主要是因为建设用地从环湖两侧向面山开阔的灌木林地扩散。

景观格局的生态学意义阐释比格局分析本身更重要[37]。本结果研究表明，人为因素，尤其是建设需求，短期内已成为阳宗海流域景观格局破碎度和多样性增加的核心驱动力。景观格局变化会对区域生态系统结构、功能及过程产生重要影响[38]。在总体规划指导下进行大规模建设，阳宗海流域的建设用地呈明显的集中特征。近28年来，阳宗海流域6 个时段的综合土地利用类型动态度变化较大，随年份增加呈先下降后上升再下降的趋势，表明流域景观格局的演变受人类活动影响较大，社会经济发展对景观格局的影响强烈，与蒋玉爽等[39]研究结果一致。主要是由于经济发展状况、交通运输、旅游业发展和人口因素，及退耕还林等政策及城市发展规划的推动作用。单一土地利用动态度可在一定程度上体现当前社会经济发展对阳宗海流域不同土地利用类型变化的影响。总体上，28年间，阳宗海流域城乡居民建设用地面积动态度变化最大的时段为1995年之后，人口增长及社会经济变化的综合作用影响着土地利用类型的转变，尤其是非农人口比例的上升，是人口因素中促使用地结构变化最主要的因素。

3.2 生态系统服务价值时空演变驱动因素

1990 — 2018年，阳宗海流域的生态系统服务价值总量呈降低趋势。主要原因是灌木林地等生态系统服务价值最高的林地面积持续减少。阳宗海流域生态系统服务价值量呈中心湖泊区域高、西部山区低的空间分布规律。生态系统服务价值高的区域分布与湖泊、人工湿地和沼泽湿地的分布一致。阳宗海流域以湖泊和湿地为主要依托，本身拥有巨大的生态系统服务功能。生态系统服务价值低的区域分布与灌木林地和耕地的分布一致。耕地面积的增加降低了流域总体生态系统服务能力，对流域生态环境保护产生负面影响[38]。耕地是人为因素作用的结果，其变化直接关系区域的可持续发展。阳宗海流域生态系统服务价值分布结果与李建蓉等[40]研究结果一致，人类活动不断干扰土地利用方式，耕地、草地和园地的生态系统服务价值上升。可依托珠江防护林、退耕还林和封山育林等重点林业工程项目和严格控制建设用地等措施，控制区域耕地使用力度，增强景观利用效率；实施生态驳岸，进行水岸保护，划定红线范围，实施植被生境恢复等，对生态系统进行保护，对于减缓当地的生态系统服务价值降低有重要作用，可在一定程度上提升阳宗海流域范围内的生态承载力和生态系统服务价值。

3.3 景观格局演变对生态系统服务价值的响应

伴随人口增长及城市化扩展，景观类型的剧烈变化改变了生态系统的结构和功能，影响生态系统服务价值。阳宗海流域生态系统服务价值与各景观指数存在较高相关性，其中斑块个数、斑块密度、景观形状指数和蔓延度指数与各项生态系统服务价值相关性均较高。表明景观斑块离散破碎、形状类型多样和通达度低会导致区域生态价值降低；斑块团聚度高、连续性与优势度强，则有利于生态服务价值增加和功能提升[41]。斑块数量越多，斑块密度越大，景观破碎度越高[42]。总体而言，流域整体景观格局呈现破碎化和复杂化。生态系统服务总价值与斑块个数、斑块密度和景观形状指数均呈显著负相关，与蔓延度指数呈显著正相关。阳宗海流域居民点有向林地扩展的现象，但受到政策约束，无大范围侵占现象，因此呈现细碎的斑块状。林地蕴含的生态价值远超其他景观类型，斑块面积减小导致其提供的生态调节与支撑服务功能降低。湖泊、沼泽湿地和人工湿地提供的水源涵养和废物处理功能提升，一定程度上弥补了灌木林地和其他林地生态服务价值减少的损失。各景观类型间的相互转移也作用于生态系统服务价值，尤其是耕地向建设用地大规模转移导致28年间阳宗海流域生态系统服务总价值减少。城镇化建设和人口增长带来的土地利用变化对生态环境有明显的压力和负效应，经济社会发展在一定程度上是以牺牲生态系统服务功能为代价的[43]。对于阳宗海流域来说，未来可通过政策规划，向林地、湿地和湖泊等价值系数高的景观转移，通过调整景观斑块及廊道类型、数量、形态和要素组成，改善生态系统供给、调节、支撑与文化服务功能，促进各物质间的循环与能量流动，提高生态系统的恢复与反应能力。

4 结论

近28年来，阳宗海流域景观格局发生了明显变化。总体趋势为灌木林地面积减少，耕地和城乡居民建设用地面积增加；其中，建设用地变化幅度最大，呈持续增长趋势；其他景观类型波动较大，不同时期各景观类型的变化幅度不同。景观类型的变化主要为灌木林地向城乡居民建设用地和耕地转移。各土地利用类型面积间的相互转化对流域生态系统服务价值影响较大。耕地与建设用地的转换、城乡居民建设用地面积增加是区域生态系统服务价值演变的主要原因。建设用地的扩张、土地利用类型向低生态系统服务价值的转变及人类活动对土地的过度影响将降低土地生态效益服务价值。不合理的资源配置破坏土地自然要素和景观完整性，导致生态系统紊乱及栖息地的退化和复杂性。在调整研究区土地结构、优化土地配置时，应充分重视水体、林地等具有较高生态服务价值的景观类型。

近28年来，阳宗海流域生态系统服务总价值呈下降趋势。在各生态系统服务功能中，水文调节的价值最大，单项服务功能价值约占生态系统服务总价值的70%。生态系统服务总价值与斑块数量、斑块密度和景观形状指数均呈负相关，与蔓延度指数呈正相关。各景观类型的生态系统服务价值敏感性指数均小于1，说明研究结果可靠，对于阳宗海流域未来的土地利用和规划，可提供数据上的支撑，有利于经济和生态的协调发展。