廣西北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化及其驅動力

羅盛鋒,閆文德

1 中南林業(yè)科技大學,長沙 410004 2 桂林理工大學旅游學院,桂林 541004 3 南方林業(yè)生態(tài)應用技術國家工程實驗室,長沙 410004

劇烈人類活動影響下,全球氣候環(huán)境及區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)格局發(fā)生顯著變化,生態(tài)系統(tǒng)服務功能的重要性日漸凸顯[1- 2]。區(qū)域結構特征是反映生態(tài)系統(tǒng)狀態(tài)關鍵指標,合理量化生態(tài)系統(tǒng)服務并比較不同功能為人類提供的利益是當前研究的熱點[3- 4]。隨著生態(tài)系統(tǒng)服務功能研究的不斷深入,生態(tài)系統(tǒng)服務定量評估方法日趨成熟,常見的方法有條件價值法、影子工程法、市場機會法和資產價值法等[5- 9]。謝高地等人提出的基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務價值評估法具有使用簡便、數(shù)據(jù)需求少、結果可比性高、評估較全面等優(yōu)點,作為快速評估工具被眾多研究人員用以評估區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值[10- 11]。

2008年我國提出將廣西北部灣經濟區(qū)建設成為重要國際區(qū)域經濟合作區(qū),這一定位對促進我國西部大開發(fā)、面向東盟開放合作和廣西經濟社會發(fā)展起到極大的推動作用。北部灣近海沿岸地區(qū)作為陸地和海洋相互作用區(qū)域,人類活動頻繁、干擾強烈,是環(huán)境敏感地區(qū)和生態(tài)脆弱地區(qū)[12]。近年來,隨著這一地區(qū)經濟和城市化迅速發(fā)展,人口快速增長和資源過度消耗使得環(huán)境污染不斷加劇,海水倒灌、植被退化和土地沙化等嚴峻的生態(tài)問題日漸涌現(xiàn),已對北部灣經濟區(qū)生態(tài)系統(tǒng)管理構成了嚴重的威脅[13- 16]。但當前關于北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)結構和功能演變的研究較少,快速的經濟發(fā)展和劇烈的區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)結構變化間的關系仍不清楚。因此,評估北部灣經濟區(qū)沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能并研究其演變特征及其驅動力,對促進北部灣經濟區(qū)生態(tài)建設和可持續(xù)發(fā)展具有非常重要的意義。

為了解廣西北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)結構和功能變化規(guī)律,本文基于Landsat數(shù)據(jù),通過3S技術獲取北部灣沿岸地區(qū)1999、2006和2014年土地利用/覆蓋分布圖,并采用改進的單位面積價值當量法[17]估算研究區(qū)不同時期生態(tài)系統(tǒng)服務價值,分析生態(tài)系統(tǒng)服務價值的時空演變特征,揭示生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化的主要驅動因素,以期為北部灣沿岸地區(qū)土地資源的合理配置、生態(tài)環(huán)境保護和生態(tài)旅游開發(fā)提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

廣西北部灣沿岸地區(qū)瀕臨南海,東自洗米河口與廣東接界,西至北侖河與越南分界,自東向西涵蓋北海、欽州和防城港3個地級市。該區(qū)地處北回歸線以南的低緯度地區(qū),南瀕熱帶海洋地區(qū),受海洋性季風影響,屬于熱帶季風氣候。年均溫在20—26℃,年平均日照時間1750—2650h,光照充足,終年溫暖,常年多雨[12]。地勢總體西高東低,從陸地向海洋傾斜,地理特征明顯,沿海地形破碎,海岸曲折。沿海、沿疆、沿邊的三重疊加,是北部灣與國內其他地區(qū)相比所具有的鮮明特征?，F(xiàn)階段主要以工業(yè)和第三產業(yè)為主導,由傳統(tǒng)產業(yè)逐步向新型制造業(yè)和現(xiàn)代服務業(yè)轉型,結構不斷優(yōu)化,特別是旅游類服務業(yè)增長迅速,使得該區(qū)域經濟產值取得了跨越式發(fā)展。1999—2014年間,研究區(qū)旅游人數(shù)從1058.78萬人次增長到2981.9萬人次,旅游收入從43.01億元次增長到750.24億元,A級景區(qū)從6個增長到34個。

本文選取北海市的合浦縣、銀海區(qū)、鐵山港區(qū)、海城區(qū)、欽州市的欽南區(qū)、防城港市的港口區(qū)、防城區(qū)和東興市8個區(qū)縣為研究區(qū)(圖1),總面積約8840km2,所有區(qū)縣均有濱海的區(qū)位優(yōu)勢,且經濟發(fā)展的戰(zhàn)略地位突出。

圖1 研究區(qū)位圖Fig.1 The study area

2 研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源與處理

以時序Landsat衛(wèi)星影像數(shù)據(jù)為基礎數(shù)據(jù),選擇研究區(qū)1999、2006和2014年無云、生長季/非生長季的高質量影像,并配合DEM(Digital Elevation Model)、土地利用現(xiàn)狀圖、森林清查成果、交通網絡圖等專題圖為輔助數(shù)據(jù)[18]。

根據(jù)研究區(qū)地物特點,參照《土地利用現(xiàn)狀分類標準》(GB/T 21010—2007),將研究區(qū)土地利用/覆蓋分為8大類：林地、果園、建設用地、耕地、水體、水產養(yǎng)殖用地、紅樹林和裸地。在ENVI軟件支持下,采用監(jiān)督分類結合人工目視矯正,完成3期遙感影像解譯。精度驗證結果表明3個時期的分類精度分別為85.63%、85.27%和89.96%,滿足研究需求。

2.2 生態(tài)服務價值評估

生態(tài)系統(tǒng)服務功能概念被提出后不斷深化和發(fā)展,而千年生態(tài)系統(tǒng)評估(MA, Millennium Ecosystem Assessment)的定義使用最為廣泛[19-21]。為量化生態(tài)系統(tǒng)服務功能,將研究區(qū)土地利用類型合并為六大生態(tài)系統(tǒng)(表1),參考謝高地等2015年提出的最新研究成果[17],評估北部灣沿岸地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務價值。生態(tài)系統(tǒng)服務由供給、調節(jié)、支持和文化四大類構成,在此基礎上劃分為11小類,各生態(tài)系統(tǒng)的單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量見表1,標準當量因子的生態(tài)系統(tǒng)服務價值量為3406.5元/hm2[17]。

表1 單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量

2.3 驅動指標體系

生態(tài)系統(tǒng)服務價值演變的驅動包括自然環(huán)境和人文影響兩方面[22],短時間內生態(tài)系統(tǒng)演變主要是人文驅動影響。參考相關研究[11, 23],收集人口指標、經濟指標和旅游指標3方面的人文驅動因子(表2)。所有指標都是按照區(qū)縣為單位進行收集,涵蓋了1999、2006和2014年3個時期,部分數(shù)據(jù)存在缺項,但不影響后續(xù)研究分析。

表2 生態(tài)系統(tǒng)服務價值演變驅動力指標體系

3 結果與分析

3.1 生態(tài)系統(tǒng)變化

3.1.1 生態(tài)系統(tǒng)總面積變化

1999—2014年,農田和森林是研究區(qū)最主要的生態(tài)系統(tǒng),且耕地、林地和果園面積變化顯著(表3)。1999年和2006年研究區(qū)耕地面積最大,具有景觀基質特性,其次是果園、林地。2014年果園面積達2720.13km2,而耕地面積僅為2636.67km2,景觀基質發(fā)生變化,果園成為該區(qū)域景觀基質,其次是耕地、林地、建設用地、水體、水產養(yǎng)殖、裸地,紅樹林面積最小。從面積變化率來看,建設用地變化率最高,說明研究區(qū)城市擴張、經濟發(fā)展速度較快。紅樹林、耕地、裸地的面積不斷減少,紅樹林消失情況最為嚴重,說明生態(tài)環(huán)境惡化加劇了天然濕地生態(tài)系統(tǒng)退化。

表3 1999—2014年間北部灣沿岸地區(qū)各生態(tài)系統(tǒng)面積變化

3.1.2 生態(tài)系統(tǒng)空間分布與格局變化

1999—2014年北部灣沿岸地區(qū)各類生態(tài)系統(tǒng)總量變化劇烈,但其空間分布特征并未顯著改變。總體來看,林地主要分布在西部,耕地主要分布在東部,水體主要分布在南部,果園則鑲嵌在整個區(qū)域內(圖2)。各區(qū)縣生態(tài)系統(tǒng)類型分布差異顯著,可分為3類：(1)以海城區(qū)代表的城市生態(tài)系統(tǒng)景觀,1999年建設用地面積49.64km2,且隨著時間推移面積不斷增加,2014年達到58.82km2,占海城區(qū)面積的63.26%。(2)以合浦縣、欽南區(qū)、港口區(qū)、銀海區(qū)和鐵山港區(qū)為代表的典型農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)景觀,耕地和果園是主要景觀基底,水果的較高經濟效益造成1999—2014年間耕地向果園轉變情況嚴重。(3)以東興區(qū)和防城區(qū)為代表的典型農林復合景觀,林地面積最大,其次為果樹和耕地,生態(tài)工程實施使該區(qū)域高海拔、陡坡地區(qū)的果樹和耕地轉變?yōu)榱值亍?/p>

圖2 北部灣沿岸地區(qū)3期生態(tài)系統(tǒng)分布圖Fig.2 The ecosystem types distribution in study area for years of 1999, 2006 and 2014

生態(tài)系統(tǒng)的格局特征決定區(qū)域生態(tài)過程,而生態(tài)系統(tǒng)服務功能受區(qū)域生態(tài)過程調控,因此景觀格局指數(shù)被用來分析北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的格局變化[24- 26]。斑塊密度(PD, Patch Density)可描述各類生態(tài)系統(tǒng)的破碎化程度[27],建設用地PD持續(xù)增長(表4),說明該區(qū)域城市呈現(xiàn)爆發(fā)式擴張,但并非攤大餅式擴張,而是比較分散的建設,使其破碎化越來越嚴重。耕地和林地破碎化程度先增大后減小,說明耕地斑塊以零星狀態(tài)減少,而林地斑塊以零星狀態(tài)增長。果園斑塊數(shù)量雖然較多,但持續(xù)減少,且PD最大但持續(xù)減小,而果園面積在1999—2014年間有所增加,說明果園是成片變化,新增斑塊使果園形成更大的斑塊,從而降低其破碎化程度。紅樹林的PD變化趨勢與果園相似,但其面積不斷減少,說明紅樹林成片消失使得破碎度減小。散布與并列指數(shù)(IJI, Interspersion and Juxtaposition Index)可反映各類景觀的散布與并列程度[27],從表5得知水產養(yǎng)殖用地具有零散分布的特點,其IJI最大。紅樹林的IJI呈現(xiàn)小幅增加后大幅減少的趨勢,說明初始階段紅樹林分布比較零散,后來隨著面積減少而比較集中。林地的IJI呈現(xiàn)先大幅增加后小幅增加的持續(xù)增長趨勢,說明初始狀態(tài)林地比較集中,隨著森林面積的增加其分散程度也在不斷加大。其他類型的IJI變化幅度較小,且均在70左右,說明這些類型在空間分布上較分散。

表4 1999—2014年間各景觀類型斑塊密度變化

表5 1999—2014年間各景觀類型散布與并列指數(shù)變化

景觀水平選擇斑塊密度(PD, Patch Density)、景觀形狀指數(shù)(LSI, Landscape Shape Index)、蔓延度指數(shù)(CONTAG, Contagion Index)、景觀聚集度指數(shù)(COHESION, Patch Cohesion Index)、香農多樣性指數(shù)(SHDI, Shannon′s Diversity Index)5個指標[28- 29]來分析北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)格局動態(tài)(表6)。PD呈現(xiàn)出先增大后減小趨勢,說明人類活動影響下研究區(qū)景觀總破碎度呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢,且2014年破碎程度比1999年大。1999年和2006年的LSI差異較小,而2006—2014年的LSI大幅減小,說明人類對土地的不斷開發(fā)和利用使景觀形狀越來越簡單。CONTAG變化趨勢說明景觀蔓延度先減小后增大,但2006年和2014年間的差異較小。COHESION持續(xù)減小,變化幅度小,說明人類活動雖然使各生態(tài)系統(tǒng)類型和斑塊大小發(fā)生了轉變,但整個景觀的團聚程度變化不顯著。1999—2014年間SHDI先增大后不變,說明北部灣沿岸地區(qū)在城市發(fā)展過程中各生態(tài)系統(tǒng)的分布越來越均勻。

表6 北部灣沿岸地區(qū)景觀水平景觀格局指數(shù)

3.2 生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化

3.2.1 生態(tài)系統(tǒng)服務價值總量變化

1999—2014年北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能總價值由4.83×1010元增加到5.40×1010元(表7)。森林生態(tài)系統(tǒng)服務總價值最高,超過研究區(qū)總價值的50%。水域的生態(tài)系統(tǒng)服務總價值較高,且持續(xù)增大;濕地生態(tài)系統(tǒng)服務功能總價值先增大后減小,整體小幅減少0.74%。農田生態(tài)系統(tǒng)服務總價值不斷減小,1999—2014年間由4.87×109元減小到3.49×109元。雖然耕地面積較大,但農田生態(tài)系統(tǒng)服務總價值較小;而水域面積最小,但其生態(tài)系統(tǒng)服務總價值較大;森林生態(tài)系統(tǒng)服務總價值最大,說明其是北部灣沿岸地區(qū)非常重要的生態(tài)系統(tǒng)。

表7 1999—2014年間北部灣沿岸地區(qū)各類生態(tài)系統(tǒng)服務價值及變化

3.2.2 生態(tài)系統(tǒng)服務價值類型間變化

1999—2014年間除食物生產、氣體調節(jié)和維持養(yǎng)分價值有所減少外,其他服務類型的價值均呈現(xiàn)增長趨勢(表8)。從供給服務組成上來看,食物生產和原料生產價值為正,農田生態(tài)系統(tǒng)耗水使得水源供給為負。隨著農田生態(tài)系統(tǒng)向森林生態(tài)系統(tǒng)演變,食物生產價值減少,原料生產和水源供給價值增加。從調節(jié)服務組成上來看,水文調節(jié)價值最高,凈化環(huán)境價值最低。隨著生態(tài)系統(tǒng)演變,特別是森林生態(tài)系統(tǒng)和水域面積的增加,水文調節(jié)價值不斷增大,而氣體調節(jié)、氣候調節(jié)和凈化環(huán)境價值先增大后減小,1999—2014年氣體調節(jié)價值減少了8.61×106元。從支持服務組成來看,生物多樣性和土壤保持價值較大,且呈現(xiàn)先增大后減小的變化趨勢;而維持養(yǎng)分價值較小,且持續(xù)減小。文化服務只有美學景觀一項,隨著北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)演變,美學景觀價值先增大后減小,因為2006年以后不合理的開發(fā)降低了該區(qū)域的文化服務功能?？傮w來看,調節(jié)服務價值比例最高,變化量最大,而文化服務價值比例最低,變化量最小。

3.2.3 生態(tài)系統(tǒng)服務價值空間變化

分析單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值(圖3),北部灣各區(qū)縣面積和生態(tài)系統(tǒng)構成差異較大,可按區(qū)縣平均生態(tài)系統(tǒng)服務水平分為兩類：(1)以東興市為代表的平均服務水平較高的區(qū)縣,(2)以海城區(qū)為代表的平均服務水平較低的區(qū)縣。高服務水平的區(qū)縣中,東興市單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值最大,經濟發(fā)展促使耕地、林地向果園轉變使得該區(qū)域生態(tài)服務價值呈增大后較小的趨勢。合浦縣、防城區(qū)、欽南區(qū)和港口區(qū)單位面積服務價值較大,但前三個區(qū)縣從1999—2014年間不斷增大,港口區(qū)卻有減小趨勢。低服務水平的區(qū)縣中,海城區(qū)單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值最小,且持續(xù)減小。而鐵山港區(qū)和銀海區(qū)是典型的農業(yè)景觀區(qū)縣,單位面積服務價值較小,呈小幅波動。

表8 1999—2014年間北部灣沿岸地區(qū)各類型生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化

圖3 不同年份各區(qū)縣單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務價值Fig.3 Per unit area ecosystem service value (Yuan/hm2) of each county for years of 1999, 2006 and 2014

以1km×1km網格為單位統(tǒng)計并分析1999—2014年間生態(tài)系統(tǒng)服務價值總量變化(圖4)可知,較高ESV (Ecosystem Service Value) 區(qū)域主要分布在研究區(qū)西部,而較低ESV區(qū)域主要分布在海城區(qū)周圍。1999—2006年間ESV減少的區(qū)域比較分散,ESV增加的區(qū)域主要是合浦縣耕地轉變?yōu)楣麍@的區(qū)域;2006—2014年間ESV減少的區(qū)域主要集中在城市開發(fā)區(qū)域,高經濟效益的水果刺激讓更多的耕地轉變?yōu)楣麍@,因此合浦縣和欽南區(qū)連片耕地ESV提升。

圖4 1999—2014年間北部灣1km×1km網格內生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化Fig.4 Ecosystem service value change of the fishnet with 1km × 1km from 1999 to 2014

3.3 生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化驅動力

利用1999—2014年間北部灣各區(qū)縣生態(tài)系統(tǒng)服務價值和對應驅動指標進行相關分析,剔除相關性較低的因子并進行逐步回歸分析(表9)。供給服務價值僅有一個回歸方程,且自變量為人口密度,其他生態(tài)系統(tǒng)服務價值均有兩個回歸方程,且最終自變量均為綜合城鎮(zhèn)化率。而本文中的綜合城鎮(zhèn)化率為城鎮(zhèn)人口占總人口的比例,屬于人口結構指標,人口結構的變化會導致區(qū)域經濟、生態(tài)結構變化,最終影響北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能。人口密度反映了各區(qū)縣人口分布狀況,可能會影響區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)數(shù)量及聚集、破碎等空間分布特征從而改變區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)供給功能。

表9 北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值回歸模型

表中,y：服務價值(元);x7：綜合城鎮(zhèn)化率(%);x13：農民人均純收入(元);x6：人口密度(人/km2);x8：GDP總量(億元);x15：林業(yè)生產總值(萬元)

分析生態(tài)系統(tǒng)服務總價值、調節(jié)服務價值、支持服務價值和文化服務價值得知,農民人均純收入是生態(tài)系統(tǒng)服務總價值和文化服務價值第二重要的驅動因子,農民人均純收入能描述生活水平、社會福利,當農民人均純收入較高時文化服務需求才會提高,因為提升了文化服務價值和生態(tài)系統(tǒng)服務總價值。GDP總量是調節(jié)服務價值第二重要驅動因子,說明區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)調節(jié)服務功能受區(qū)域經濟發(fā)展的影響。林業(yè)生產總值是支持服務價值第二重要的驅動因子,突出了森林生態(tài)系統(tǒng)在支持服務上的重要性。

4 討論

4.1 生態(tài)服務價值評估方法

改進的當量因子法雖然是一種靜態(tài)的評估方法,使用簡單、數(shù)據(jù)需求少,特別適用于區(qū)域尺度生態(tài)系統(tǒng)服務價值的評估[17]。此外,當量因子法計算的生態(tài)系統(tǒng)服務價值能有效反應區(qū)域時空動態(tài),可以滿足北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值在時間和空間上動態(tài)變化的研究[11]。

北部灣濱海,雖然研究區(qū)范圍內水域面積較小,但其生態(tài)系統(tǒng)服務價值總量僅次于森林生態(tài)系統(tǒng),這可能是謝高地等最新研究成果[17]中極大的提升了水域的生態(tài)系統(tǒng)服務價值當量,特別是水源供給和水文調節(jié)價值量。改進后的價值當量評估方法將生態(tài)系統(tǒng)進行二級劃分,且修正了多項服務價值,但在水域的生態(tài)系統(tǒng)服務價值是否存在高估的可能性,還有待進一步探討。此外,雖然水田在進行糧食生產過程中會消耗大量水,但區(qū)域尺度下水稻用水量的分配及耗水機理仍不清晰[30],農田生態(tài)系統(tǒng)的水源供給價值可能過分低估。

4.2 生態(tài)系統(tǒng)空間分布與演變

生態(tài)系統(tǒng)服務功能空間分布(3.1.1節(jié))與生態(tài)系統(tǒng)空間分布(3.2.2節(jié))存在聯(lián)系,也有顯著差異。海城區(qū)是典型的城市生態(tài)系統(tǒng),單位面積服務價值最小,卻與鐵山港區(qū)、銀海區(qū)這種典型農業(yè)景觀的區(qū)縣的生態(tài)系統(tǒng)服務能力相差不大,都在40000元/hm2左右。鐵山港區(qū)和銀海區(qū)農業(yè)生產用地以水田為主,其對水資源的需求使得水源供給為負值,降低了區(qū)縣平均生態(tài)系統(tǒng)服務水平。東興市、防城區(qū)是典型的森林生態(tài)系統(tǒng)為主要的區(qū)縣,但單位面積服務價值卻與合浦縣、海城區(qū)和欽南區(qū)這種農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)為主的區(qū)縣相近。合浦縣、海城區(qū)和欽南區(qū)有大面積的果園,其生態(tài)服務能力介于森林和農田之間,能提升區(qū)縣平均生態(tài)系統(tǒng)服務水平。

1999—2014年間,城市擴張使建設用地不斷增加,生態(tài)系統(tǒng)服務總價值也不斷增加。從各類生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化來看,僅有森林生態(tài)系統(tǒng)和水域的服務價值有增長,而其他生態(tài)系統(tǒng)的服務價值均有減小,其中農田生態(tài)系統(tǒng)服務價值減小得最多。北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務總價值的增長可能得益于耕地向果園和林地的轉變,使北部灣沿岸地區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)從以農田為主導變?yōu)橐陨譃橹鲗?。因?快速城鎮(zhèn)化的同時保障退耕還林等生態(tài)工程的實施可有效提升區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務功能。

4.3 生態(tài)系統(tǒng)服務演變驅動

生態(tài)系統(tǒng)服務價值是生態(tài)系統(tǒng)服務功能的直接體現(xiàn)[31],本文采用改進的價值當量法來評估服務價值,價值的變化能有效反映北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能的演變。驅動機制有定性和定量兩種研究方法,定性研究僅將收集的數(shù)據(jù)進行簡單的趨勢分析后通過文字的形式描述[29],而定量研究通過數(shù)學分析方法找到生態(tài)系統(tǒng)服務價值演變的原因及其與相關因子間的關系,但模型的解釋性不如定性分析,且數(shù)據(jù)獲取性較差。

本研究的數(shù)據(jù)均由相關部門提供,通過相關分析和主成分分析剔除存在共線性以及與生態(tài)系統(tǒng)服務無關的數(shù)據(jù)后,選取較關鍵的25個指標對區(qū)縣各類生態(tài)系統(tǒng)服務價值進行逐步回歸分析,模型及相關待估參數(shù)均達到顯著水平,結果顯示綜合城鎮(zhèn)化率是主導北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化的驅動因素。逐步回歸得知農民人均純收入、GDP總量和林業(yè)生產總值是影響北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值的重要因素。雖然模型的精度較高,但區(qū)域條件的限制性使得該統(tǒng)計模型使用受限。近年來北部灣發(fā)展的產業(yè)調整、生態(tài)保護等相關政策措施難以量化,但政策措施無疑是促使該區(qū)域經濟發(fā)展的關鍵因素?？茖W定量化生態(tài)系統(tǒng)服務價值并權衡生態(tài)系統(tǒng)服務需求[32],為景觀調控方案制定提供依據(jù),推進生態(tài)旅游開發(fā),實現(xiàn)生態(tài)與經濟協(xié)調發(fā)展將是北部灣沿岸地區(qū)是未來研究的重點。

5 結論

掌握生態(tài)系統(tǒng)結構及其功能的時空變化規(guī)律是開展科學生態(tài)系統(tǒng)管理的重要前提,如何衡量人類在滿足自我需求的同時對自然資源和生態(tài)系統(tǒng)服務功能的改變程度是當前研究值得關注的一個問題。本文分析了從1999—2014年北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)格局動態(tài),并進一步對該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值的時空演變特征及其驅動機制進行了研究。結果表明：

(1)1999—2014年,城市點狀、離散擴張使得城市生態(tài)系統(tǒng)面積增加了473.33km2,破碎化程度加劇;生態(tài)環(huán)境的破壞給濕地生態(tài)系統(tǒng)帶來毀滅性的破壞,紅樹林不斷消失,2014年僅存13.07km2,破碎度增加;林地和果園的面積呈現(xiàn)先增加后減小趨勢,但林地呈零星狀增長,破碎化程度增高,果園則與之相反。耕地面積急劇縮減,破碎化程度先增大后減小,說明耕地斑塊以零星狀態(tài)減少。

(2)生態(tài)系統(tǒng)服務總價值不斷增長,2014年高達為5.40×1010元。生態(tài)系統(tǒng)構成中,森林生態(tài)系統(tǒng)服務價值最高,約占研究區(qū)總價值的50%,且呈增長趨勢;生態(tài)系統(tǒng)服務構成中,除食物生產、氣體調節(jié)和維持養(yǎng)分循環(huán)價值有所減少外,其他類型生態(tài)系統(tǒng)服務價值均呈增長趨勢。雖然生態(tài)系統(tǒng)類型在空間分布存在顯著差異,但以城市生態(tài)系統(tǒng)為主的海城區(qū)和以農田生態(tài)系統(tǒng)為主的鐵山港區(qū)、銀海區(qū)的平均生態(tài)系統(tǒng)服務水平差異較小,而以森林生態(tài)系統(tǒng)主的區(qū)縣與以農林(農田-經濟林)生態(tài)系統(tǒng)為主的區(qū)縣的平均生態(tài)系統(tǒng)服務水平差異較小。

(3)驅動力分析表明,綜合城鎮(zhèn)化率是影響北部灣沿岸地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值變化的重要驅動因素,說明區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值與社會經濟發(fā)展相互耦合,科學定量化研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務價值演變驅動機制依然是未來研究的重點。

參考文獻(References):

[1] 傅伯杰, 周國逸, 白永飛, 宋長春, 劉紀遠, 張惠遠, 呂一河, 鄭華, 謝高地. 中國主要陸地生態(tài)系統(tǒng)服務功能與生態(tài)安全. 地球科學進展, 2009, 24(6): 571- 576.

[2] Wong C P, Jiang B, Kinzig A P, Lee K N, Ouyang Z Y. Linking ecosystem characteristics to final ecosystem services for public policy. Ecology Letters, 2015, 18(1): 108- 118.

[3] Fisher B, Turner R K, Morling P. Defining and classifying ecosystem services for decision making. Ecological Economics, 2009, 68(3): 643- 653.

[4] Hou Y, Li B, Müller F, Chen W P. Ecosystem services of human-dominated watersheds and land use influences: a case study from the Dianchi Lake watershed in China. Environmental Monitoring and Assessment, 2016, 188(11): 652.

[5] 王玉濤, 郭衛(wèi)華, 劉建, 王淑軍, 王琦, 王仁卿. 昆崳山自然保護區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務功能價值評估. 生態(tài)學報, 2009, 29(1): 523- 531.

[6] 鄭偉, 沈程程, 喬明陽, 石洪華. 長島自然保護區(qū)生態(tài)系統(tǒng)維護的條件價值評估. 生態(tài)學報, 2014, 34(1): 82- 87.

[7] 江波, 張路, 歐陽志云. 青海湖濕地生態(tài)系統(tǒng)服務價值評估. 應用生態(tài)學報, 2015, 26(10): 3137- 3144.

[8] Egoh B, Reyers B, Rouget M, Richardson D M, Le Maitre D C, van Jaarsveld A S. Mapping ecosystem services for planning and management. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2008, 127(1/2): 135- 140.

[9] Zhang J Y, Ma K M, Fu B J. Wetland loss under the impact of agricultural development in the Sanjiang Plain, NE China. Environmental Monitoring & Assessment, 2010, 166(1/4): 139- 148.

[10] 謝高地, 甄霖, 魯春霞, 肖玉, 陳操. 一個基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務價值化方法. 自然資源學報, 2008, 23(5): 911- 919.

[11] 曾杰, 李江風, 姚小薇. 武漢城市圈生態(tài)系統(tǒng)服務價值時空變化特征. 應用生態(tài)學報, 2014, 25(3): 883- 891.

[12] 陳作志, 蔡文貴, 徐姍楠, 黃梓榮, 邱永松. 廣西北部灣近岸生態(tài)系統(tǒng)風險評價. 應用生態(tài)學報, 2011, 22(11): 2977- 2986.

[13] 鄭挺, 林元燒, 曹文清, 張文靜, 鄭連明, 王宇杰, 楊位迪. 北部灣北部生態(tài)系統(tǒng)結構與功能——浮游動物空間生態(tài)位及其分化. 生態(tài)學報, 2014, 34(13): 3635- 3649.

[14] 劉亞萍, 金建湘, 周武生, 赫雪姣. 環(huán)境價值評估中的WTP值和WTA值測算與非對稱性——以廣西北部灣經濟區(qū)濱海生態(tài)環(huán)境保護為例. 生態(tài)學報, 2015, 35(9): 2870- 2879.

[15] 楊靜, 張仁鐸, 趙莊明, 翁士創(chuàng), 李鳳華. 近25年廣西北部灣海域營養(yǎng)鹽時空分布特征. 生態(tài)環(huán)境學報, 2015, 24(9): 1493- 1498.

[16] Zheng Q, Zhang R J, Wang Y H, Pan X H, Tang J H, Zhang G. Occurrence and distribution of antibiotics in the Beibu Gulf, China: impacts of river discharge and aquaculture activities. Marine Environmental Research, 2012, 78: 26- 33.

[17] 謝高地, 張彩霞, 張雷明, 陳文輝, 李士美. 基于單位面積價值當量因子的生態(tài)系統(tǒng)服務價值化方法改進. 自然資源學報, 2015, 30(8): 1243- 1254.

[18] 黃春波, 佃袁勇, 周志翔, 王娣, 陳瑞冬. 基于時間序列統(tǒng)計特性的森林變化監(jiān)測. 遙感學報, 2015, 19(4): 657- 668.

[19] Holzk?mper A, Lausch A, Seppelt R. Optimizing landscape configuration to enhance habitat suitability for species with contrasting habitat requirements. Ecological Modelling, 2006, 198(3/4): 277- 292.

[20] Villamagna A M, Angermeier P L, Bennett E M. Capacity, pressure, demand, and flow: a conceptual framework for analyzing ecosystem service provision and delivery. Ecological Complexity, 2013, 15: 114- 121.

[21] 稅偉, 陳毅萍, 蘇正安, 范水生. 專業(yè)化茶葉種植影響下的農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)服務功能價值評價——以福建省安溪縣為例. 生態(tài)學報, 2017, 37(10): 3311- 3326.

[22] Wang S X, Wu B, Yang P N. Assessing the changes in land use and ecosystem services in an oasis agricultural region of Yanqi Basin, Northwest China. Environmental Monitoring and Assessment, 2014, 186(12): 8343- 8357.

[23] Li T H, Li W K, Qian Z H. Variations in ecosystem service value in response to land use changes in Shenzhen. Ecological Economics, 2010, 69(7): 1427- 1435.

[24] 陳利頂, 劉洋, 呂一河, 馮曉明, 傅伯杰. 景觀生態(tài)學中的格局分析: 現(xiàn)狀、困境與未來. 生態(tài)學報, 2008, 28(11): 5521- 5531.

[25] 劉常富, 李京澤, 李小馬, 何興元, 陳瑋. 基于模擬景觀的城市森林景觀格局指數(shù)選取. 應用生態(tài)學報, 2009, 20(5): 1125- 1131.

[26] Huang C B, Zhou Z X, Wang D, Dian Y Y. Monitoring forest dynamics with multi-scale and time series imagery. Environmental Monitoring and Assessment, 2016, 188(5): 273- 273.

[27] 趙志軒, 張彪, 金鑫, 翁白莎, 嚴登華, 鮑淑君. 海河流域景觀空間梯度格局及其與環(huán)境因子的關系. 生態(tài)學報, 2011, 31(7): 1925- 1935.

[28] 賈軍梅, 羅維, 杜婷婷, 李中和, 呂永龍. 近十年太湖生態(tài)系統(tǒng)服務功能價值變化評估. 生態(tài)學報, 2015, 35(7): 2255- 2264.

[29] 嚴恩萍, 林輝, 王廣興, 夏朝宗. 1990—2011年三峽庫區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務價值演變及驅動力. 生態(tài)學報, 2014, 34(20): 5962- 5973.

[30] 黃志剛, 王小立, 肖燁, 楊飛, 王晨溪. 氣候變化對松嫩平原水稻灌溉需水量的影響. 應用生態(tài)學報, 2015, 26(1): 260- 268.

[31] Carpenter S R, Mooney H A, Agard J, Capistrano D, DeFries R S, Díaz S, Dietz T, Duraiappah A K, Oteng-Yeboah A, Pereira H M, Perrings C, Reid W V, Sarukhan J, Scholes R J, Whyte A. Science for managing ecosystem services: beyond the millennium ecosystem assessment. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2009, 106(5): 1305- 1312.

[32] White C, Halpern B S, Kappel C V. Ecosystem service tradeoff analysis reveals the value of marine spatial planning for multiple ocean uses. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2012, 109(12): 4696- 4701.