抚仙湖环湖生态带景观连通性的动态变化

关键词： 景观连通性；土地利用；形态学空间格局分析（MSPA）；重要性评价；抚仙湖环湖生态带

中图分类号： S718.551.2 文献标志码： A 文章编号： 1004–390X （2024） 06−0177−12

景观连通性是评估景观在支持或限制栖息地斑块间生物迁移和生态流动的重要指标[1-2]。研究景观连通性有助于揭示区域景观破碎化的现状，为生物多样性保护、景观规划及生态恢复提供科学依据。在流域尺度上，自然生态系统受人口激增、土地开发等人类活动的影响，整体性遭到破坏，导致景观连通性降低。这种变化进一步引发了水质下降、生态廊道功能脆弱等一系列生态问题[3]。作为湖泊与陆地之间的重要缓冲区域，环湖生态带在维持湖泊生态系统稳定性和保护生物多样性方面具有不可替代的作用。因此，提升景观连通性研究对环湖生态带的生态保护具有重要意义[4]。近年来，学者们提出了多种景观连通性的研究方法，如形态学空间格局分析（morphologicalspatial pattern analysis，MSPA）、电路理论、图论法、最小累积阻力模型等[5-6]。其中，基于图论的景观网络模型通过节点和连接简化复杂的景观结构，广泛应用于景观连通性分析[7-8]。VOGT等[9]和唐文魁等[10]改进了可能连通性指数（probability of connectivity，PC），提出等效连通面积（equivalent connected area，ECA） 和网络连接度（degree of network connectivity，DOC） 2 个关键指标，用以量化景观连通性的动态变化和生态用地的有效性。ECA 指数用于衡量最大单个生态斑块的连接性，而DOC 指数则反映网络节点间的连接密集程度[11]。

抚仙湖是典型的高原深水贫营养湖泊，形成于地质断陷盆地，是西南地区及珠江流域的重要生态屏障，具有突出的生态战略地位[12-13]。然而，自20 世纪后期以来，随着经济快速发展和产业结构调整，建设用地不断扩张，高原湖泊流域的生态用地受到侵占，土地利用结构和景观连通性发生显著变化[14]。目前，抚仙湖流域受到严重的人为干扰，其林地面积大幅减少，水文连通性下降，土地生态安全及生态系统服务功能削弱，景观格局破碎化严重，生物多样性持续下降，生态环境面临恶化的严峻挑战[15-17]。针对这一问题，开展抚仙湖流域的景观连通性研究，对于科学管理湖泊资源、优化区域自然资源配置、提高生态系统服务能力具有重要意义[18]。MSPA方法以形态学空间格局为基础，适用于具有“岛屿”特征的多斑块研究区域，可有效揭示斑块空间特征与连通性。本研究以抚仙湖环湖生态带为研究对象， 基于2000 —2020 年的土地利用数据，结合景观连通性网络模型，使用ECA 和DOC指数量化土地结构变化及景观连通性，并通过斑块重要性指数评估生态斑块的重要性等级，探讨不同土地利用类型对斑块重要性的影响及其变化规律，以期为环湖生态带的生态保护与优化管理提供科学依据，同时为改善区域景观格局及提升生态网络连通性提供指导。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

抚仙湖环湖生态带位于云南省低纬度高原中部（102˚39'～103˚06'E，24˚13'N～24˚47'N），涵盖澄江市、江川区和华宁县，总流域面积约687.70 km²，其中环湖生态带陆地面积约470.14 km²，水面面积约215.83 km2 （图1）。该区域位于澄江盆地，四周群山环抱，岸线平直，北端为冲积平原和高山林地，东西两岸则以峭壁为主（图2）[13]。本地区属于亚热带季风气候，年均气温17 ℃，四季分明，降水量充沛，雨季为5—10月，旱季为11月—翌年4 月[19]。环湖生态带的植被以亚热带常绿阔叶林为主，同时分布有多个农业村庄。由于人类活动（如农业开发和旅游业） 的长期干扰，该区域自然植被遭到破坏，大部分山地岩石裸露，水土流失严重[20]。为保护和治理抚仙湖，近年来，政府实施了“三退三还”等生态政策（退田、退塘、退房；还林、还湖、还湿），并颁布《云南省抚仙湖保护条例》，重点推进林地修复与湖泊综合治理，减少污染物输入，改善区域生态环境[21]。

1.2 数据来源与处理

（1） 边界矢量数据：2021年抚仙湖环湖生态带研究区边界数据，来自全国地理信息资源目录服务系统（https：//www.webmap.cn/main.do？method=index）；（2） 遥感影像与数字高程数据：2000 年、2005 年、2010年、2015年和2020年的Landsat5 TM、Landsat 7 ETM+和Landsat 8 OLI影像数据，获取自地理空间数据云平台（http：//www.gscloud.cn/）；ASTER GDEM 数字高程数据亦来源于该平台。上述影像均采集于旱季（1 月、2 月和11月），云量低于3%，有利于减少降水对地物反射率的干扰。将5 期遥感影像数据通过ENVI 5.3软件进行目视解译与监督分类，基础处理包括辐射校正和几何校正。根据分类标准，将土地利用划分为水体、林地、草地、耕地、建设用地和裸地6种类型。结合实地调研对分类结果进行校对与精度评估，分类精度平均达到99.78%，Kappa系数为0.994，表明数据分类具有较高的可信度。

1.3 研究方法

1.3.1 土地利用转移矩阵

土地利用转移矩阵用于量化研究区内不同土地利用类型之间在特定时间段的转换关系，可直观展示土地利用的时空变化特征[22]。本研究利用ArcGIS 10.7软件对抚仙湖环湖生态带2000 —2020年的土地利用栅格数据进行计算，得出各土地利用类型之间的转出和转入信息。具体公式为：

通过转移矩阵，可量化研究区各土地利用类型的空间动态变化，揭示环湖生态带用地结构调整的过程及趋势。

1.3.2 基于MSPA的环湖生态带形态学空间格局分析

生态功能是实现土地利用生产和生活功能的前提。本研究基于生态系统服务功能，将土地类型划分为生态用地和非生态用地两类。生态用地包括水体、林地和草地，这些土地类型具有较高的生态敏感性和脆弱性；非生态用地则包括耕地、建设用地和裸地，主要用于生产和经济活动[23-24]。

MSPA 基于形态学原理，能有效反映研究区的空间连通性和景观分布格局[25]。参考相关研究[26]，将本研究的分析边缘宽度设置为60 m。首先，将生态用地设置为前景（赋值2），非生态用地设置为背景（赋值1），采用八邻域分析方法将景观分为核心类、桥接类、边缘类、支线类、环线类、孤岛类和孔隙类共7 种不重叠且具有不同生态学意义的斑块类型[27]。核心类斑块为面积较大的栖息地斑块，是区域内生态系统的关键生态源地，起到维持生物多样性的重要作用；桥接类斑块为狭长型斑块，连接不同核心斑块，是生态廊道的重要组成部分，维持斑块间的生态流动；环线类斑块类似于桥接类，但作用范围局限于核心区内部，主要连接核心区的局部生态功能单元；孔隙类斑块位于核心区内部边缘，存在显著的边缘效应；孤岛类斑块为破碎且孤立的生态单元，如小型公园、广场等，虽然面积较小，但具有独特的生态功能；支线类斑块为小型狭长线状斑块，与其他斑块（如边缘类或桥接类） 相连，体现了人类活动对景观的干扰；边缘类斑块分布在核心区外围，显著受边缘效应影响，易受到人类活动干扰和发生生态退化。为了评估斑块的空间格局特征及其变化趋势，采用斯皮尔曼相关性分析方法计算斑块面积占比与数量之间的相关系数（R） 及显著性水平（P）。R 值范围为[−1， 1]，为1 表示完全正相关，为−1 表示完全负相关，0 表示无相关性；P 值小于0.05 表示相关关系具有统计显著性[10]。

1.3.3景观连通性分析

核心类斑块在景观连通性分析中对应网络节点，而桥接类斑块则表示连接不同节点间的生态廊道，反映了景观中节点之间的联结关系[7]。组分数（number of components，NC） 是结构上相互关联的节点及其连接形成的整体，不同组分在空间上相对孤立且不连通，NC 值越小，表示景观中斑块间的连接越紧密[28]。本研究以组分为景观结构的基本单位，利用ArcGIS 10.7 中的Conefor插件生成节点和连接文件，并导入Conefor 2.6 软件计算NC 值，以确定不同景观组分数。随后，通过以下公式分别计算ECA 和DOC，以分析环湖生态带用地结构与景观连通性之间的关系：

1.3.5 环湖生态带土地类型在斑块重要性中的占比分析

抚仙湖环湖生态带的土地利用类型主要包括林地、草地、耕地、建设用地和裸地5 类。其中，生境斑块重要性分析基于生态用地（林地和草地） 进行MSPA 分类，提取核心类斑块后进行重要性评价。林地和草地作为主要分析对象的原因在于：一方面，它们占据生态用地的绝大部分，具有显著的生态功能；另一方面，其变化对景观连通性和生态系统稳定性具有关键影响。本研究利用ArcGIS 10.7中的相交工具计算不同重要性斑块中林地与草地的面积占比， 具体步骤为：（1） 提取不同重要性等级的核心类斑块；（2） 将斑块与土地利用数据叠加分析，获取每种土地类型在各斑块中的面积数据；（3） 计算林地和草地在不同重要性斑块中的面积占比，分析二者在维持生态系统功能中的作用与影响。通过分析结果可以明确林地和草地在不同生境斑块中的比例分布，进一步探讨其对景观连通性和生态网络功能的贡献。

2 结果与分析

2.1 抚仙湖环湖生态带的土地利用变化

由图3 和图4 可知：抚仙湖环湖生态带的土地利用类型包括林地、草地、耕地、建设用地和裸地。其中，生态用地（林地与草地） 的面积约为非生态用地（耕地、建设用地和裸地） 的2倍，占总面积的66%。生态用地主要分布于北部、西部和东南部的山林地区；非生态用地则集中于湖泊南、北岸的低地和建成区周边。土地利用的动态变化呈现显著的时空分异特征。2000—2020年，林地面积总体增加45.39 km²，占比达86.70%，主要分布在地势陡峭的西北部和东南部；草地面积减少41.87 km²，主要分布在东北部和西南部的相对平缓区域。非生态用地中，耕地面积占比近80%，主要围绕湖泊分布，并以南、北岸为主；建设用地呈零星分布，以中北部为建成区，年均增长0.36%；裸地面积占比最小，基本无显著变化。

根据面积和占比的动态变化，可将2000—2020年的土地利用分为3个阶段。（1） 生态平稳时期（2000—2005 年）：这一阶段林地和耕地面积略有增加，而草地面积有所减少，表明农业活动与生态保护整体相对平衡；（2） 农业发展时期（2005—2010年）：由于农业开发和沿湖耕地扩张，林地面积大幅减少，耕地和草地面积显著增加。湖泊沿岸及东部地区的生态用地转化为非生态用地，这一现象较为集中，表明人类活动对环湖生态带产生了明显干扰；（3） 生态恢复时期（2010—2020年）：林地面积显著增加，草地和耕地面积则大幅减少。用地结构调整趋于合理，生态带整体呈恢复趋势。

2000—2020年抚仙湖环湖生态带各土地利用类型的转移矩阵（表1） 反映了生态用地与非生态用地之间的动态变化。20年间，总计转移面积达139.44 km²，其中，耕地转出面积最大，为54.28 km²，主要转为林地和草地；草地和林地的转出面积分别为50.20 和24.21 km²。林地转入量最大，为69.60 km²；其次为耕地（38.68 km²）、建设用地（22.76 km²） 和草地（8.33 km²）；裸地转入量最少，仅为0.07 km²。土地利用变化的主要特征为：（1） 林地动态变化：林地在2005—2010年间因耕地扩张而减少，但在2010—2020年因生态保护政策（如退耕还林） 而显著恢复，总体增加45.39 km²，这一趋势反映了林地对改善环湖生态系统的重要作用。（2） 草地动态变化：草地面积减少最多，20年间共减少41.87 km²，主要转为林地或耕地，表明草地作为过渡地带受农业活动影响较大。（3） 耕地动态变化：耕地面积在2000—2010年快速增加，但2010年后逐年减少，净增15.6 km²，表明生态恢复措施在一定程度上遏制了耕地扩张。（4） 建设用地动态变化：建设用地面积持续扩张，20年内增加12.3 km²，主要分布于水体周边及中北部建成区，反映了城市化对环湖区域的影响。以上分析表明：抚仙湖环湖生态带的土地利用类型在生态保护政策和人类活动的双重作用下发生显著变化。林地的恢复对提升景观连通性起到了积极作用，而草地减少和耕地扩张则进一步强调了生态保护与农业发展之间的矛盾。

2.2基于MSPA 的环湖生态带景观格局

由图5可知：核心类斑块是研究区内的主要生境类型，面积占比超过40%，其数量较少但面积较大，对维持区域生态系统的稳定性具有关键作用；孤岛类斑块的面积占比最低，数量在600～900个之间，虽然占比小但分布广泛，具有独特的生态价值；支线类和边缘类斑块数量最多，但单个斑块的面积较小，边缘效应显著，反映了景观破碎化和生态连通性降低的问题；桥接类斑块数量较少，表明生态廊道缺失，过渡区功能较为脆弱，导致连通性下降和生态功能受限。从时间维度看，核心类、孔隙类和环线类斑块的面积均在2010 年达到最小值，占比分别为33.39%、2.03%和2.49%；孤岛类斑块的变化趋势与核心类相反，其面积占比在2010 年达到峰值；其他类型斑块则呈现不同的变化轨迹，反映了景观格局在不同时期的复杂动态变化。

通过斑块面积占比与数量的相关性分析（R值） 及显著性水平（P 值），可揭示斑块类型在不同时期的变化特征及其生态影响（图5）。核心类与桥接类斑块的R 值为0，面积占比与斑块数量之间无显著关系，这可能是由于其生态功能和空间分布受生态过程、人类活动、自然干扰等多因素影响，导致两者之间未表现出单调变化关系。2000—2005年和2015—2020年，核心类斑块的面积和数量呈一致的增长趋势，说明该时期环湖生态带受自然因素或生态保护政策影响较大；2005—2015年两者的变化趋势相反，表明城市建设、耕地扩张等活动加剧了生态破碎化。2000—2010年，桥接类斑块的面积与数量呈正相关，但2010—2020年呈负相关。2010—2015年生态保护措施（如退耕还林、湿地恢复、廊道建设） 的实施减少了桥接类斑块的数量，但增加了其面积；2015—2020年，农业用地的转化及城市建设等人类活动再次对桥接类斑块造成破坏，其面积占比下降，数量增加，表明生态廊道结构仍然较为脆弱。环线类斑块的R 值为1.000，面积与数量完全正相关，该斑块的变化主要受城市扩张、土地利用变化和自然干扰的影响。孔隙类和支线类斑块的数量与面积呈显著正相关，说明在一定时期内斑块面积随数量的增加而扩大，这对提高景观连通性具有积极作用，有利于生态规划与管理。边缘类斑块的R 值为负值，表明随着数量增加，单个斑块的平均面积减小，总面积占比下降，这可能与人类活动干扰及边缘效应有关，生态系统边缘区域存在退化风险。

2.3环湖生态带景观连通性变化

由图6可知： 2000—2020年，环湖生态带内景观组分的空间分布总体呈“集中—分散—集中”的动态变化趋势。（1） 2000—2005年：生态用地组分分布相对集中，组分较少，表明地块类型较少，组分分布紧凑，网络连通性较强。该时期受人类活动影响较小，景观格局较为稳定。（2） 2005—2010年：景观组分分布逐渐分散，尤其在生态带的东北部和西南部，组分显著增多，北部和东南部区域的较大组分被破坏或分割。这一阶段受到土地开发和农业扩张的显著影响，生态破碎化加剧，景观连通性下降。（3） 2010—2020年：景观组分重新组合成较为紧凑的网络，组分减少，生态用地连通性得到显著改善，表明生态修复措施初见成效。

由表2可知：2000—2010年间，NC 值增加23个，表明生态用地斑块破碎化加剧，斑块之间可能的连接减少，景观连通性降低；2010年后，NC 值减少20 个，说明生态保护政策的实施在一定程度上提升了景观连通性。20年间，ECA 值总体减少4.56 km²，表明生态用地中大斑块的连通性有所下降；DOC值下降2.14%，表明景观内斑块间的连接度下降，部分区域的生态流动受阻。此外，相关性分析结果表明：生态用地连通性与林地连通性之间具有较强的相关性（R=0.784，P=0.008），说明林地面积的减少及破碎化是导致生态用地连通性下降的主要因素，而耕地的扩张则进一步加剧了生态系统的分割。

2.4 生境斑块重要性评价

根据dPC 值对抚仙湖环湖生态带的生境斑块进行重要性评价，结果见图7。（1） 高重要性等级（4 级和5 级） 斑块面积占比相对较大，主要分布于北部和中西部。这些区域地势较高、山林密布，林地和草地覆盖率较高，生态环境较为优越，是环湖生态系统的重要生态源地，对维持区域生物多样性、促进生态系统稳定具有不可替代的作用。（2） 中重要性等级（3 级） 斑块主要分布于东北部和东南部区域。尽管其生态功能较低，但在缓冲人类活动对高重要性斑块的干扰方面具有重要作用。这些斑块可以作为生态过渡区或缓冲区，调节生态系统压力。（3） 低重要性等级（2级和1级） 斑块分布于西南部和中东部区域，主要受农业活动、建设用地扩张等人为干扰的影响。这些斑块的生态服务功能较弱，对景观连通性贡献较小，但其生态潜力仍需重视。2000—2020年，高重要性和较高重要性等级斑块的面积总体呈先减少后增加的变化趋势。其中，2010年西北部和东南部地区的高重要性斑块面积显著减少；2010年后，随着生态保护政策的实施和公众生态意识的提升，斑块重要性整体上升，东部和南部地区的斑块保护水平得到恢复。中重要性等级斑块的面积呈下降趋势，2010年与2020年均达到最低值，反映出人类活动对其影响较大。低重要性等级斑块分布较为零散，其对景观连通性的影响较小，但未来仍有一定的修复潜力。

由表3可知：生境斑块以林地为主，占比始终超过74%。在高重要性等级斑块中，林地占比最大，草地占比最小，表明林地对高重要性斑块的形成具有决定性作用；在低重要性等级斑块中，草地和耕地的比例相对较高，表明人类活动对这些斑块的影响较大。高重要性等级斑块分布于西北侧地势较高的林地和草地区域，是环湖生态系统的关键生态节点，必须加强保护；中重要性等级斑块可通过生态缓冲带建设和适度修复提升其生态功能；低重要性等级斑块则应重点防范人类活动对其进一步破坏，适当推进生态农业或生态旅游以改善其生态潜力。因此，应优先保护高重要性斑块，逐步修复中低重要性区域，以实现环湖生态系统的稳定和可持续发展。

3讨论

3.1环湖生态带土地利用变化分析

2000—2020 年间，抚仙湖环湖生态带耕地转出面积为54.28 km²，林地转入面积为69.60 km²，耕地、草地与林地之间的相互转化最为显著，而建设用地和裸地与其他土地类型之间的转化较少。环湖生态带内土地利用类型的转变与景观连通性之间具有显著相关性，其中林地面积变化对景观连通性、斑块破碎化程度及斑块重要性产生了较大影响[29]。当大面积林地被转化为耕地、建设用地或裸地时，林地斑块的分散程度显著增加，生态连通性下降，生物多样性受到威胁[30]。虽然林地面积在2010年期间有所减少，但总体上增加了45.39 km²，这一趋势有助于改善环湖区域的生态环境，减少污染物进入湖泊的风险。然而，草地面积的持续减少（共减少41.87 km²） 可能会导致土壤暴露，增加土壤侵蚀的风险，进一步引发水土流失和湖泊水质恶化的问题。

政府的相关政策在土地利用变化中起到了关键作用，对林地和耕地的面积动态具有显著的调节效果。在生态平稳时期（2000—2005年），耕地和建设用地面积略有增加，但生态保护措施的实施限制了无序开发，使生态保护与经济发展相对平衡[31]。在农业发展时期（2005—2010年），水体周边的大面积林地被耕地侵占，人地矛盾加剧，导致生态破碎化程度加深，景观连通性显著下降，湖泊水文状况及生态系统稳定性受损[32]。在生态恢复时期（2010—2020年），得益于生态修复与保护政策的实施，林地和建设用地面积有所增加，湿地公园和旅游设施的发展也推动了公众参与和社会监督力度的提升。退耕还林、生态移民以及综合治理措施的落实显著改善了环湖生态环境，景观连通性显著恢复[20， 33-34]。在未来的政策规划中，应进一步加强对以林地为核心的生态用地保护，减少耕地对林地的侵占。同时，继续推进“退田还湖”“还湿”“还林”等生态修复工作，发展生态农业，实现生态与经济的协调发展。

3.2基于MSPA的景观格局及景观连通性变化分析

2000—2020年间，抚仙湖环湖生态带的景观格局发生了显著变化，景观组分呈现“集中—分散—集中”的动态变化特征。在生态平稳时期（2000—2005 年），生态用地的NC 值略有增加，但分布仍然相对集中，ECA值下降9.04 km²，DOC值略有上升，表明该时期的景观连通性受到的破坏较小，生态系统总体稳定。在农业发展时期（2005—2010年），生态用地结构和景观连通性发生显著改变，ECA和DOC值骤降，分别达到最低值（118.71 km²和47.04%），核心类斑块受到压缩和破碎，生态系统连通性下降，景观组分分布分散，南部、西部和东北部的生态组分由于耕地扩张和农业开发而破碎化程度加剧，核心类斑块被分割成孤岛类、桥接类、支线类等小型破碎斑块，生态廊道功能受到严重影响，景观的整体连通性下降[35]。在生态恢复时期（2010—2020年），受生态修复政策（如退耕还林和湿地恢复） 的影响，环湖生态带的景观连通性开始恢复，ECA 值增加至222.38km²，DOC值回升至71.57%，NC值减少，生态用地的紧凑性提高，景观格局逐步趋于稳定。景观连通性指数的变化与土地利用类型密切相关。本研究表明：林地连通性与生态用地连通性呈显著正相关（R=0.784，P=0.008），林地的减少会导致景观连通性下降。此外，耕地的扩张对景观破碎化的负面影响尤为明显，进一步加剧了生态系统的退化。林地作为景观连通性的重要基础，应加强对现有林地的保护，防止因耕地扩张或建设用地开发造成的生态破碎化。应重点修复桥接类斑块和生态廊道，增强生态系统的连通性，为物种迁移和基因交流提供必要的生态通道[30， 36-39]。通过土地利用调整和生态工程建设（如湿地公园、绿色屏障等），进一步提高环湖生态系统的稳定性和可持续性。

3.3 环湖生态带内不同重要性生境斑块的保护建议

本研究发现：2000—2020年间，高重要性等级（4级和5级） 斑块主要分布于北西部与东南部地势较高、山林密布的地区。已有研究表明：斑块重要性等级越高，林地占比越大，这些区域通常具有深厚的土层和良好的排水条件，有利于树木和草本植物的生长和生态位分化，从而形成核心类斑块[40]。林地的广泛分布在维持生态系统稳定性和景观连通性方面起到了关键作用。同时，生态保护政策（如退耕还林、退耕还草等） 的实施有效减少了人类活动对自然生态系统的干扰，进一步增强了斑块的生态功能。此外，草地虽然在不同重要性等级斑块中的占比低于林地，但在维持区域生物多样性和防止水土流失方面同样不可或缺[33]。

基于抚仙湖环湖生态带生境斑块重要性评价的结果及实际情况，应按不同重要性等级采取差异化的保护与恢复措施，以实现生态系统功能的最大化。高重要性等级（4 级和5 级） 斑块是区域生态系统的核心部分，主要分布于北部和中西部地区，这些斑块生态环境优越，对维持生物多样性和促进生态连通性具有不可替代的作用，因此，建议在这些区域设立核心保护区，并开展湿地生态补水、森林抚育等工程，通过间伐优化森林结构，促进自然更新；同时，加强对周边企业和居民点的环境监管，以降低人类活动对高重要性斑块的干扰。中重要性等级（3级） 斑块主要分布于东北部和东南部地区，生态功能低于高等级斑块，但在生态缓冲和压力缓解方面具有重要意义，应通过限制开发强度、推广生态友好型开发模式、构建河岸生态缓冲带等措施，减少水土流失和污染物入湖，并通过湿地植物和微生物的协同作用净化水体[41]；此外，推广生态农业，减少化肥和农药使用，能够有效降低农业活动对该区域生态系统的破坏；建议建立生态环境监测网络，以便及时发现和应对潜在的生态退化问题。低重要性等级（2级和1级） 斑块主要分布于西南部和中东部地区，其生态功能较为薄弱，但具有一定的生态修复潜力，建议适度开展生态旅游和休闲农业等活动，在保持生态系统基本功能不受损的前提下实现经济效益；通过日常的植被恢复和生态系统维护工作，减少进一步退化的可能性。为此，需鼓励当地居民和游客积极参与生态保护活动，通过普及生态保护知识，提高公众的生态保护意识，增强对区域生态系统的支持[34]。

目前，针对抚仙湖环湖生态带的研究较为有限，多数研究集中于流域整体保护或农业绿色转型，而对生态带不同重要性斑块的具体保护策略探讨较少[42]。此外，林地作为景观连通性的关键要素，其内部结构复杂多样，包括林地、疏林地、灌木林地等地表覆盖类型，但本研究未对其生态功能差异展开深入分析。未来研究应进一步聚焦于林地生态系统的内部差异及其对景观连通性的影响机制，同时探索草地资源在生态系统服务中的具体贡献，从而为环湖生态带的保护和管理提供更全面的科学依据。

4结论

2000—2020年间，抚仙湖环湖生态带生态用地主要分布于环湖生态带边界及北部群山，非生态用地则集中于水体周围。土地利用变化显著，耕地转出面积为54.28 km²， 林地转入面积为69.60 km²，反映出耕地、草地与林地之间的相互转化最为频繁。核心类斑块面积占比最大，是景观连通性的关键区域，而支线类和边缘类斑块数量最多，表明人类活动对景观格局的影响显著。2010年生态用地结构及景观连通性发生较大改变，ECA和DOC值骤降，生态组分分布趋于分散，特别是在南部、西部及东北部区域，其主要驱动因素为农业扩张及人类活动干扰。林地转化为耕地是景观连通性骤降的主要原因，应针对不同重要性斑块等级采取差异化保护措施：对高重要性斑块加强核心保护区建设，对中等重要性斑块实施生态缓冲功能优化，对低重要性斑块探索生态经济融合路径。通过科学的用地结构与连通性优化分析，可有效识别关键区域及薄弱环节，为生态廊道的恢复与管理提供科学依据，有助于保护抚仙湖湖泊生态系统并改善环湖生态带的景观格局，促进区域生态系统的稳定性与可持续发展。

责任编辑：何承刚