東海區(qū)海岸帶景觀格局變化對生態(tài)系統(tǒng)服務價值的影響

童晨 ，李加林 *，葉夢姚 ，童億勤 ，田鵬 ，王麗佳 ，劉瑞清，周子靖

（1.寧波大學地理與空間信息技術系，浙江寧波315211； 2.寧波大學東海研究院，浙江寧波315211；3.柴橋中學，浙江寧波315211）

景觀格局研究是景觀生態(tài)學的研究熱點之一，也是土地利用時空變化研究的重要分析手段，可以有效反映人類活動對區(qū)域生態(tài)格局的影響以及生態(tài)環(huán)境對土地利用變化的時空響應[1-2]。生態(tài)系統(tǒng)服務則是生態(tài)系統(tǒng)與生態(tài)過程形成及維持人類所依存的自然環(huán)境條件與效用[3-4]，其作為生態(tài)系統(tǒng)評估的核心領域，已成為生態(tài)學的研究熱點[5]。集成生態(tài)系統(tǒng)服務與景觀格局已成為探討生態(tài)系統(tǒng)時空分布規(guī)律以及與生態(tài)過程相關的區(qū)域資源和生態(tài)環(huán)境問題的重要途徑[6]。當前已有一些結合景觀格局與生態(tài)系統(tǒng)服務價值（ESV）的研究，主要包括對城市[7-9]、流域[10-11]、地貌區(qū)[12-13]、景觀類型[14-16]、理論[17]等方面的研究，這些研究促進了對景觀格局與生態(tài)系統(tǒng)演變機制的深入認識。

海岸帶是地球系統(tǒng)中最有生機的部分之一，具有很高的自然能量、生物生產力以及突出的經(jīng)濟地位[18]。隨著人類對海岸帶環(huán)境利用和改造強度、廣度和速度的不斷提高（甚至超過了自然變化），相應地產生了一系列環(huán)境問題[19-20]。鑒于海岸帶地區(qū)在人類生存和發(fā)展中的重要地位，在世界范圍內開展沿海地區(qū)海岸帶調查工作，研究人類活動影響下的海岸帶地區(qū)大陸景觀格局演化[21-22]、ESV 估算[23-24]和景觀生態(tài)風險評價[25-26]等已成為地球系統(tǒng)研究的重要方向，越來越受各領域學者的重視。但結合景觀格局與ESV 對較大尺度的海岸帶區(qū)域演化機理及其相互關系的研究還較少。本文以東海區(qū)海岸帶為研究區(qū)域，對1990—2015 年間景觀格局和ESV 變化進行分析，以揭示在人類活動影響下研究區(qū)的演變特征，進而探討景觀格局與ESV 之間的關系，以期為當前東海區(qū)海岸帶經(jīng)濟發(fā)展和生態(tài)保護提供科學基礎。

1 研究區(qū)域

東海區(qū)海岸帶處于我國地勢的第三級階梯，位于 23°31′N～31°25′N，117°05′E～123°25′E，大體呈朝東南方向外凸的弧形（見圖1）。東海區(qū)海岸北起長江口啟東嘴，南至福建、廣東交接的詔安詳林的鐵爐崗，貫穿上海市、浙江省、福建省，大陸岸線總長5 325.6 km[27]，島嶼岸線長 7 953.2 km[28-29]。東海區(qū)海岸曲折，海灣發(fā)育，入海河流眾多，海岸類型多樣。東海區(qū)海岸帶地處亞熱帶季風氣候區(qū)，季風氣候尤為明顯，冬、夏季風交替顯著。2015 年，國家發(fā)布的《推動共建絲綢之路經(jīng)濟帶和21 世紀海上絲綢之路的愿景與行動》將東海區(qū)海岸帶（包括滬、浙、閩三省（市）的海岸帶區(qū)域）作為中國境內海上絲綢之路的重要區(qū)域，受國際社會高度關注。

圖1 研究區(qū)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

東海區(qū)海岸帶 1990，1995，2000，2005，2010 和2015 年共6 期遙感影像數(shù)據(jù)來源于美國地質調查局網(wǎng)站（http://glovis.usgs.gov/）和地理空間數(shù)據(jù)云（http://www.gscloud.cn/）免費提供的 TM/OLI 遙感影像數(shù)據(jù)，空間分辨率均為30 m。在對影像數(shù)據(jù)進行幾何糾正和配準、波段合成、影像鑲嵌和裁剪的基礎上，利用eCognition 8.7 軟件建立分類信息知識庫以提取研究區(qū)土地利用信息，再根據(jù)研究區(qū)GPS野外調查數(shù)據(jù)以及其他背景資料建立土地利用類型的解譯標志，并在ArcGIS10.3 中利用人工目視解譯對分類結果進行校正，分類精度達78%，最終獲得研究區(qū)6 期土地利用類型矢量數(shù)據(jù)。東海區(qū)海岸帶地貌的DEM 數(shù)字高程數(shù)據(jù)來源于日本METI 和美國NASA 聯(lián)合發(fā)布的ASTER GDEM V2 數(shù)據(jù)，分辨率為30 m。此外，還包括東海區(qū)海岸帶所在的上海市、浙江省和福建省的1∶25 萬地理背景數(shù)據(jù)、行政區(qū)劃圖、鄉(xiāng)鎮(zhèn)邊界圖、地形圖、海岸帶調查報告，以及研究區(qū)所包含的省（市）、鄉(xiāng)（鎮(zhèn)）的社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)。

對海岸帶的具體定義及劃分寬度尚無統(tǒng)一標準，本文中海岸帶基線范圍的確定參考葉夢姚等[30]的研究。依據(jù)影像數(shù)據(jù)解譯結果和東海區(qū)海岸帶土地開發(fā)利用的特點，借助ArcGIS 軟件，將海岸帶劃分為農田、森林、草地、水域、濕地、海域、建設用地及荒地8 種景觀類型，其中濕地是從水域中的二級類灘涂單獨提取出的景觀類型。

2.2 研究方法

2.2.1 景觀指數(shù)

隨著景觀生態(tài)學中一些用于描述景觀演化的指標的不斷完善，已形成許多具有代表性的指標[31-32]。本文根據(jù)東海區(qū)實際情況，從類型和景觀兩方面選取了用于評價景觀演化的7 個常用指標（見表1），借助景觀格局指數(shù)計算軟件Fragstats 4.2，對東海區(qū)海岸帶1990—2015 年共6 期的景觀格局變化特征進行定量分析[33-34]。

2.2.2 ESV 估算模型

以謝高地等[35]對Costanza 的ESV 當量修訂后建立的中國ESV 估算模型為基礎，構建東海區(qū)海岸帶ESV 估算模型。由于該評估模型只適合全國尺度，而本研究區(qū)尺度較小，直接應用誤差較大。因此，根據(jù)研究區(qū)實際情況對我國生態(tài)系統(tǒng)單位面積ESV 系數(shù)進行了修正。ESV 當量系數(shù)等于每年每hm2糧食價值的1/7，是相對貢獻率[36]的一種，表示生態(tài)系統(tǒng)潛在的服務價值。因此，用耕地的食物生產服務價值系數(shù)來修正全國尺度的ESV 估算模型。根據(jù)上海市、浙江省以及福建省年鑒資料，1990—2015 年研究區(qū)平均糧食單產為 8 342.95 kg·hm－2，2015 年研究區(qū)糧食均價為 2.4 元·kg－1，計算得到研究區(qū)單位面積耕地的食物生產服務價值因子為2 860.44 元·hm－2，得到的各景觀類型的 ESV 系數(shù)如表2 所示，其中，建設用地的服務價值不進行估算[37]。

東海區(qū)海岸帶ESV 系數(shù)的計算公式為

其中，Ak是第k種景觀類型面積；VCk是第k種景觀類型的ESV 系數(shù)。

2.2.3 生態(tài)系統(tǒng)敏感性分析

敏感性指數(shù)（CS）表示因自變量變化引起的因變量變化的程度，用來研究一系列參考變量和比較變量的相互關系[38]。景觀類型的ESV 系數(shù)表示系數(shù)變化對ESV 總量的影響。利用ESV 敏感性指數(shù)分析ESV 總量的變化對ESV 系數(shù)的依賴程度，以此分析計算ESV 的當量設置是否合理。ESV 敏感性指數(shù)的計算公式為

其中，VCik和 VCjk分別為第k種景觀類型的 ESV 系數(shù)初始值和價值系數(shù)調整后的值，ESVi代表ESV系數(shù)的初始值，ESVj代表價值系數(shù)調整后的ESV總量。CS＞1，說明ESV 系數(shù)的敏感性較強，系數(shù)選取不當；CS＜1，說明ESV 系數(shù)的敏感性適中，系數(shù)選取合適。

3 結果分析

3.1 景觀格局變化

3.1.1 景觀動態(tài)變化

由表3 可知，東海區(qū)海岸帶的景觀類型主要以農田和森林為主，其余類型占比較小。從1990—2015 年的25 a 間，農田和海域面積減少最多，其中農田共減少3 619.99 km2，年均減少144.80 km2，在2000—2005 年的5 a 間面積減少幅度最大，減少了1 638.22 km2；海域共減少了 865.98 km2，特別是在2010—2015 年的 5 a 間減少了 885.56 km2，比 25 a 間減少的總面積還多19.58 km2；建設用地面積一直呈增長趨勢，2000—2005 年間增加了 1 932.06 km2，2010—2015年間增加了1 254.62 km2，年 均 增 加178.56 km2；森林、草地、水域和荒地面積變化較小，其中濕地總面積減少了145.14 km2，但年均面積變化量僅為-5.81 km2。從時間段來看，1990—1995年、2000—2005 年和 2010—2015 年 3 個時段內各景觀類型變化幅度更大，說明這些時段人類活動較為劇烈。

表1 景觀格局指數(shù)及其含義Table 1 The landscape pattern indexes and meaning

為了更好地分析東海區(qū)海岸帶景觀的格局變化，筆者在劃分地貌類型的基礎上研究了不同地貌基底的主要景觀類型和面積變化。參照我國1∶100 萬地貌制圖規(guī)范[39]，結合東海區(qū)海岸帶地形起伏度及高程數(shù)據(jù)的實際情況和劃分原則[40]，通過柵格數(shù)據(jù)計算分析，除去高程數(shù)據(jù)因素，而以地形起伏度（最大值為709 m）為主要因素將東海區(qū)海岸帶地貌區(qū)分為5 種類型：平原、臺地、丘陵、小起伏山地、中起伏山地，如表4 所示。

研究期間不同地貌基底上的主要景觀轉化主要發(fā)生在平原、臺地、丘陵和小起伏山地等地貌區(qū)，中起伏山地地貌區(qū)景觀轉化面積最小，如表5 所示。其中，建設用地在平原地貌區(qū)呈增長趨勢，主要由農田和水域轉化而來，其中農田轉建設用地的面積最大，達2 435.21 km2。可見農田是平原地貌區(qū)城市擴張過程中最大的土地來源。在臺地地貌區(qū)，農田、森林和水域面積均呈減少趨勢，主要轉為建設用地。農田轉建設用地面積也較大，達541.99 km2。在丘陵區(qū)，大面積農田和森林轉為建設用地。可見，25 a間，由于經(jīng)濟和城市化的快速發(fā)展，在各地貌區(qū)，各景觀類型轉化為建設用地均較明顯。在小起伏山地和中起伏山地地貌區(qū)，景觀類型的轉化多發(fā)生在草地和森林之間，然后是森林轉建設用地、農田轉建設用地、森林轉草地等。

表2 東海區(qū)海岸帶ESV 系數(shù)Table 2 ESV coefficient in the coastal zone of the East China Sea

表3 1990—2015 年東海區(qū)海岸帶景觀面積變化Table 3 Change of the landscape area in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015

表4 東海區(qū)海岸帶地貌區(qū)類型Table 4 Basic morphological types classification in the coastal zone of the East China Sea

3.1.2 景觀尺度演變特征

在社會經(jīng)濟和自然因素的綜合作用下，東海區(qū)海岸帶景觀格局發(fā)生了較大變化（見表6）。研究期間，斑塊數(shù)量不斷增加，東海區(qū)海岸帶斑塊密度也由1990年的0.695 2個·hm－2提高到2015年的0.760 1個·hm－2，景觀破碎化程度加深。而最大斑塊指數(shù)的減小也正好驗證了這一趨勢。邊界密度和形態(tài)指數(shù)是表征景觀復雜程度的重要指標，邊界密度由1990 年的26.697 8 m·hm－2升至2015 年的28.845 5 m·hm－2，增加了7.88%；形態(tài)指數(shù)則從1990 年的166.299 8 升至2015 年的178.945 6，兩者均呈不斷增加的趨勢，說明人類活動使得景觀斑塊幾何形狀趨于復雜化和多樣化。景觀的多樣性指數(shù)反映景觀尺度的格局變化。海岸帶景觀的Shannon 多樣性指數(shù)從1990 年的1.361 8 增至2015 年的1.427 0，呈總體增加的趨勢。Shannon 均勻度指數(shù)也從 1990 年的 0.654 9 增至2015 年的 0.686 3。兩種指數(shù)均在2010 年達到最大，后開始減小，說明東海區(qū)海岸帶景觀類型呈多元化、分散化發(fā)展趨勢。

表5 1990－2015 年不同地貌區(qū)類型的主要景觀轉化Table 5 Change of main landscape types on different basic geomorphological types from 1990 to 2015

3.1.3 景觀類型尺度演變特征

利用Fragstats 4.2 軟件，對東海區(qū)海岸帶1990—2015 年6 期各景觀類型的景觀指數(shù)進行計算，得到表7。農田景觀斑塊數(shù)量不斷增加，從1990 年的6 819 個增至2015 年的8 369 個；森林、草地和荒地3類景觀波動下降，其余景觀類型則均呈波動上升的趨勢，這與各種景觀類型的分布有很大關系。農田斑塊密度從 1990 年的 0.123 1 個·hm－2增至 2015 年的 0.151 0 個·hm－2，漲幅達到了 22.66%，其主要原因是農田大多位于上海、寧波等經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)，隨著城市的不斷擴張，農田景觀面積不斷減少，斑塊數(shù)量和斑塊密度不斷增加；草地、濕地、荒地景觀斑塊密度均表現(xiàn)為 1990—1995 年減少，1995—2015 年增加；森林和海域景觀整體性較強，破碎度較低，因此斑塊密度變化不大。森林和農田景觀最大斑塊指數(shù)均在3.1%～4.4%，整體性最好；其次是海域和水域，其中海域最大斑塊指數(shù)為0.510 4%，但在2015年降到最低，表7 中，除農田和森景觀外，其他景觀類型的最大斑塊指數(shù)均小于1%。可見，東海區(qū)海岸帶整體景觀類型的斑塊較為破碎，最大斑塊指數(shù)并不高。東海區(qū)海岸帶的景觀邊界密度除農田、水域和建設用地呈增加趨勢外，其余景觀類型的邊界密度均呈減少趨勢。其中，農田景觀邊界密度增加最多，主要是由于農田多分布于沿海平原區(qū)，其城鎮(zhèn)、工業(yè)、交通建設往往較集中，大幅增長的建設用地占用了農田，使得原先規(guī)則且連片的農田等景觀類型趨于破碎化，導致邊界密度大大增加。草地、濕地和海域景觀斑塊密度減少較多，而森林和荒地的邊界密度變化較小。東海區(qū)海岸帶農田和海域景觀形態(tài)指數(shù)變化較大，分別從1990 年的181.902 7 和48.533 8 增至 2015 年的 209.614 0 和 64.029 7，其中農田景觀形態(tài)指數(shù)變大的原因主要是城鎮(zhèn)和交通設施面積不斷擴展，大片的農田被占用，導致斑塊形狀趨于不規(guī)則化；海域景觀形態(tài)指數(shù)發(fā)生較大變化的是在2010 年以后的5 a 間，因灘涂圍墾加劇，導致海域面積大幅減少，在2015 年海域面積降至最小。其余景觀類型的形態(tài)指數(shù)變化均較小。

表6 1990－2015 年東海區(qū)海岸帶景觀尺度水平指數(shù)Table 6 Indexes on landscape level in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015

3.2 ESV 變化

3.2.1 ESV 時間變化分析

由圖2 和表8 可知，東海區(qū)海岸帶6 期的ESV總量分別為 3 038.58，3 071.64，3 041.35，2 985.39，2 978.29 和2 858.53 億元，總體趨勢為先增后減，1990—2015 年 25 a 間共減少了 180.05 億元，其中1995 年ESV 的增加主要由森林面積增加所致。在各種景觀類型中，森林景觀對ESV 總量的貢獻最大，其貢獻率均在62%以上。農田景觀的ESV 不斷減少，年均減幅為3.27 億元，主要原因是大量農田轉為建設用地；森林、草地、濕地、海域景觀的ESV 均在2015 年達到最小值，其中海域景觀的ESV 相較于1990 年減少最多，達112.31 億元。而水域和荒地景觀的ESV 在2015 年有小幅增加。總體來看，絕大部分景觀類型的ESV 在2010—2015 年間變化較為劇烈，ESV 總量也在這5 a 間減少最明顯，說明2010 年以后東海區(qū)海岸帶進入了快速發(fā)展時期。

表7 1990—2015 年東海區(qū)海岸帶景觀類型的景觀格局分析指標Table 7 Indexes on landscape class level in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015

圖2 1990－2015 年東海區(qū)海岸帶各景觀類型ESVFig.2 ESV of different landscape types in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015

表8 1990—2015 年東海區(qū)海岸帶各單項ESVTable 8 Separated ESV in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015單位：億元

從ESV 構成上看（見表8），水文調節(jié)、生物多樣性維持、氣候調節(jié)、土壤保持、廢物處理和氣體調節(jié)是東海區(qū)海岸帶主要的生態(tài)系統(tǒng)服務功能，這6 類服務功能共占ESV 總量的82%以上。其中水文調節(jié)的ESV 最大，占ESV 總量的18%左右；其次是生物多樣性維持，占比約為14%，氣候調節(jié)、土壤保持、氣體調節(jié)的ESV 占比均在12%左右；食物生產占比最低，約為3%。ESV 的大小，不僅與其自身的ESV 系數(shù)有關，還與景觀類型有關。東海區(qū)海岸帶森林、農田面積占比大，而這些對于生物多樣性維持、水文調節(jié)、氣候調節(jié)等的ESV 貢獻率較高。1990—2010 年水文調節(jié)的ESV 一直維持在540 億元左右，2015 年突減至 495.39 億元，這與 2010—2015 年間海域面積大幅減少了885.56 km2，而其ESV 系數(shù)又較高有關。森林和草地景觀是吸收二氧化碳和釋放氧氣以及水土保持的主要景觀類型，這些景觀面積的減少影響了地表植被覆蓋率，導致生態(tài)系統(tǒng)服務功能中氣體調節(jié)、氣候調節(jié)和土壤保持的ESV 降低。由于植被和作物是食物生產和原材料生產的主要來源，森林、農田、草地等面積的減少，使得這兩類的ESV 在25 a 間分別減少了11.5 億元和5.05 億元。

3.2.2 ESV 空間變化分析

張明陽等[41]認為，單位面積ESV 主要與其地表覆蓋等環(huán)境狀況緊密相關，分析單位面積ESV 比區(qū)域ESV 總量的意義更大。 因此，本文運用ArcGIS10.3 構建2 km×2 km 的漁網(wǎng)，將研究區(qū)分為15 588 個區(qū)域，運用ArcGIS 空間分析功能，計算了各研究區(qū)域單位面積ESV，并對結果進行分級：小于 3 萬元·hm－2為極低，[3，6)萬元·hm－2為低，[6，9）萬元·hm－2為中，[9，12）萬元·hm－2為高，大于 12萬元·hm－2為極高，從而得到 1990—2015 年 6 期研究區(qū)單位面積ESV 空間分布差異圖（見圖3）。

1990—2015 年，東海區(qū)海岸帶始終以單位面積ESV 中、低區(qū)域為主導，占全區(qū)總面積的50%以上；其次是極低區(qū)域，單位面積ESV 高和極高區(qū)域占比最小。其中，單位面積ESV 為高、極高的區(qū)域多分布于杭州灣海岸帶沿岸區(qū)域、臨海沿海區(qū)域的水域和海域，1990—2010 年期間基本維持不變，但在2015 年這些區(qū)域被大量轉化為低和極低區(qū)域。沿海一些區(qū)域的單位面積ESV 從高轉化為極高，主要是水域和海域面積的增加提高了單位面積ESV。但隨著沿岸人類活動強度的不斷增強，圍填海工程不斷加快，單位面積ESV 又有向低值轉移的趨勢。東海區(qū)海岸帶范圍內，單位面積ESV 為中的區(qū)域，分布范圍大致與森林景觀吻合，主要集中于海拔較高的小起伏山地和中起伏山地，隨著森林被破壞，單位面積ESV 為中的區(qū)域逐漸減少，轉為低或極低區(qū)域，但面積變化相對較小。單位面積ESV 為低的區(qū)域多與農田景觀分布的范圍吻合，而單位面積ESV為極低的區(qū)域往往建設用地集中。1990—1995 年間，寧波市平原單位面積ESV 為低的區(qū)域呈向價值為中的區(qū)域轉移，可能由退耕還林導致森林面積增加引起。隨著城鎮(zhèn)化進程的不斷加快，大量其他景觀類型轉化為建設用地，導致單位面積ESV 為低和極低的區(qū)域數(shù)量不斷增加，而這些區(qū)域主要集中在東海區(qū)北部以上海市、寧波市為中心的杭州灣沿岸區(qū)域和南部以廈門市為中心的區(qū)域。

圖3 1995—2015 年東海區(qū)海岸帶單位面積ESV 空間分布Fig.3 Distribution of the unit area ESV in the coastal zone of the East China Sea from 1990 to 2015

3.2.3 ESV 敏感性分析

從整體看，東海區(qū)海岸帶景觀類型生態(tài)系統(tǒng)服務總價值的敏感性指數(shù)都小于1（見表9），說明ESV系數(shù)的變化對ESV 總量影響不大，評估結果可信。從ESV 敏感性指數(shù)的排序看，由大到小依次為：森林、農田、水域、海域、草地、濕地、荒地和建設用地。森林對ESV 總量的貢獻度最高，ESV 敏感性指數(shù)維持在0.62 以上，這與其巨大的ESV 和面積有關。1990—2015 年，水域的ESV 敏感性指數(shù)總體呈波動上升的趨勢，2015 年達到了0.085 4，而農田、濕地和海域的ESV 敏感性指數(shù)波動下降，表明水域的ESV系數(shù)變化對研究區(qū)ESV 總量有放大作用，農田、濕地和海域的ESV 系數(shù)變化對ESV 總量有縮小作用。荒地景觀面積較小，且ESV 系數(shù)較低，故其ESV 敏感性指數(shù)維持在0.000 1。

表9 東海區(qū)海岸帶ESV 敏感性指數(shù)分析Table 9 Sensitivity index analysis of ESV in the coastal zone of the East China Sea

3.3 景觀格局變化對ESV 的影響

通過對比研究區(qū)景觀演化空間分布與研究區(qū)ESV 變化發(fā)現(xiàn)，兩者具有一致性，即景觀格局變化較為顯著的區(qū)域ESV 減損率較高，說明景觀類型的演化影響ESV。地表的景觀演化引起區(qū)域景觀、面積和空間位置的變化[42]，不同的景觀類型提供不同的生態(tài)系統(tǒng)服務。同時，景觀演化通過影響各生態(tài)系統(tǒng)服務之間的相互作用改變海岸帶的ESV。東海區(qū)海岸帶城鎮(zhèn)化、工業(yè)化進程加快，人口增幅較大，這些變化直接影響了景觀類型格局，隨之影響海岸帶生態(tài)系統(tǒng)的各項服務功能。

因此，對東海區(qū)海岸帶各類型景觀ESV 進行估算，利用Pearson 相關分析方法，對研究區(qū)ESV 與生態(tài)系統(tǒng)景觀格局變化的相關性進行分析，結果見表10。由表10 可知，研究區(qū)ESV 總量與農田和海域景觀面積呈顯著正相關，與水域和建設用地面積呈顯著負相關，而與其他類型景觀面積相關性不顯著。森林景觀的ESV 最大，貢獻率最低，但其面積卻與ESV 總量無顯著相關性，其主要原因是森林景觀面積最大，并一直是優(yōu)勢景觀，在25 a 間雖然呈波動變化，但絕對總量減少不多，因此，與ESV 總量未呈顯著相關性。將顯著相關的農田、水域、海域、建設用地4 類景觀面積與ESV 總量進行簡單回歸分析，如圖4 所示。由圖4 可知，建設用地面積變化與ESV 總量擬合程度最好，R2和顯著性也最高，更能解釋ESV 變化的情況，其余3 種景觀的R2都在0.7以上，擬合程度也較好，能較好地補充說明相關分析的結果。以上兩種分析結果表明，農田和海域面積的減少會引起ESV 總量的減少，而水域和建設用地面積的增加也會引起ESV 總量的減少。結合表3和圖2，可以發(fā)現(xiàn)，1990—2015 年間，農田和海域面積分別減少了3 619.99 km2和865.98 km2，其ESV總量分別減少了81.78 億元和112.31 億元，超出了25 a 間 ESV 總量的減少量。

表10 東海區(qū)海岸帶各類型景觀面積與ESV 總量的相關性Table 10 Correlation between various types of landscape area and total ESV in the coastal zone of the East China Sea

圖4 農田、水域、海域、建設用地景觀面積與ESV 總量的回歸分析Fig.4 Regression analysis of landscape area of farmland，water area，sea area，construction land and total ESV

景觀格局變化會導致區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)結構、過程及功能發(fā)生變化，通過相關分析，得到各景觀格局指數(shù)與ESV 之間的相關性，并將顯著性在0.05 水平以上的相關指標標記出來（見圖5）。ESV 總量與斑塊密度、邊界密度和形態(tài)指數(shù)呈顯著負相關，表明景觀數(shù)量越多、形狀越復雜，即景觀破碎化程度越高，其ESV 越小。食物生產、氣體調節(jié)、氣候調節(jié)、土壤保持和生物多樣性維持的ESV 與6 種景觀格局指數(shù)之間均呈顯著相關性，且相關系數(shù)均在-0.8～-1.0，除與最大斑塊指數(shù)呈正相關以外，其余均呈負相關，說明景觀破碎化、多樣化、均勻化會使其ESV 降低，而景觀斑塊的集中則有利于ESV 的提升。

已有研究表明，土地利用的變化影響生態(tài)系統(tǒng)服務，但對影響過程和機理的認識尚不足[43]。相關系數(shù)分析是定量研究空間關系問題，分析空間格局的重要方法和有效手段。運用相關系數(shù)量化土地利用指標與ESV 的關系，有助于凸顯ESV 動態(tài)變化規(guī)律，進而探討構建更為合理的生態(tài)系統(tǒng)空間格局[44]。鄒月等[7]的研究表明，西安市各生態(tài)系統(tǒng)功能的服務價值與邊界密度、形狀指數(shù)、分離度和多樣性指數(shù)呈顯著負相關，與斑塊數(shù)量和斑塊密度呈弱負相關，與最大斑塊指數(shù)、聚集度和蔓延度指數(shù)呈顯著正相關，這與本文的研究結果較相似。岑曉騰[45]通過對杭州灣南岸地區(qū)的研究，發(fā)現(xiàn)提高景觀豐富度、破碎度和分散度有利于提升整體服務價值；多樣性指數(shù)對ESV 總量的關聯(lián)度最大，并且與供給服務和氣體調節(jié)的價值有一定關聯(lián)；廢物處理、防護功能和文化服務是與斑塊數(shù)量有較高關聯(lián)度的服務價值。王麗群等[46]在對北京邊緣地區(qū)的景觀格局與ESV之間的關系進行研究時發(fā)現(xiàn)，ESV 總量與斑塊密度、最大斑塊指數(shù)、蔓延度指數(shù)相關性較高。這些研究針對不同區(qū)域和類型的景觀格局與生態(tài)系統(tǒng)服務，得到的結果也不盡相同。不同的景觀格局會產生不同的生態(tài)效應，并影響區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務。因此，研究區(qū)域不同，景觀格局與ESV 及其相互關系也不同。應該指出的是，景觀格局變化與ESV 之間并非因果關系，也并非簡單的線性關系，其中所含的生態(tài)和地理意義需要深入挖掘[47]，如本文的水域面積與ESV 總量間的關系。同時，生態(tài)系統(tǒng)服務各功能之間以及景觀類型和景觀格局指標之間的相關性也需要不斷探索，以便更好地把握景觀格局與ESV間的關系。

圖5 東海區(qū)海岸帶景觀格局指數(shù)與ESV 的相關性Fig.5 Correlation between landscape pattern indexes and ESV in the coastal zone of the East China Sea

4 結 論

以東海區(qū)海岸帶1990—2015 年6 期土地利用數(shù)據(jù)為基礎，進行較大區(qū)域、較長年份的景觀格局變化特征和ESV 的時空演變分析，并利用不同類型景觀面積和景觀格局指數(shù)與ESV 進行相關分析，嘗試找到其中的內在聯(lián)系，結論如下：

從1990—2015 年的25 a 間，農田和海域景觀面積減少最多，建設用地景觀面積持續(xù)增加，其他類型景觀面積變化較小。從時間段看，1990—1995 年、2000—2005 年和 2010—2015 年 3 個時段各景觀類型變化幅度較大，說明此3 個時段人類活動對景觀格局的影響較大；不同地貌類型下的景觀格局變化主要發(fā)生在除中起伏山地外的4 種地貌類型中，其中，建設用地景觀面積增加最多。

從景觀尺度看，1990—2015 年，東海區(qū)海岸帶斑塊數(shù)量、斑塊密度、邊界密度、斑塊形狀指數(shù)總體都呈增加趨勢，最大斑塊指數(shù)則不斷減小；海岸帶景觀的多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)則波動變化，且均在2010 年達到最大，其后有所減小；這些指標的變化說明，東海區(qū)景觀呈破碎化、多樣化發(fā)展趨勢。從景觀類型尺度看，東海區(qū)海岸帶最大斑塊指數(shù)類型為森林和農田，其他類型的斑塊指數(shù)均小于1%；東海區(qū)海岸帶景觀邊界密度除農田、水域和建設用地外，其他類型的邊界密度均呈減少趨勢；東海區(qū)海岸帶農田和海域的形態(tài)指數(shù)變化較大，其他類型景觀的變化均較小。

東海區(qū)海岸帶6 期的ESV 總量整體呈先增后減的趨勢，25 a 間共減少了180.05 億元，其中森林景觀對ESV 總量的貢獻率達62%以上；水文調節(jié)、生物多樣性維持、氣候調節(jié)、土壤保持、廢物處理和氣體調節(jié)是東海區(qū)海岸帶主要的生態(tài)系統(tǒng)服務功能，6類服務功能占ESV 總量的82%以上。其中水文調節(jié)的貢獻率最大，占ESV 總量的17.8%左右。1990—2015 年，東海區(qū)海岸帶單位面積ESV 始終以中、低區(qū)域為主導，其次是極低區(qū)域，高和極高區(qū)域占比最小。同時，對東海區(qū)海岸帶景觀類型生態(tài)服務總價值的敏感性進行分析發(fā)現(xiàn)，其敏感性指數(shù)均小于1，森林的ESV 敏感性指數(shù)最大，均在0.62 以上，而建設用地的ESV 敏感性指數(shù)最小。

對ESV 與景觀類型面積、生態(tài)系統(tǒng)服務功能與景觀格局指數(shù)進行相關分析，研究區(qū)ESV 總量與農田和海域景觀面積呈顯著正相關，與水域和建設用地景觀面積呈顯著負相關，而與其他類型景觀面積無顯著相關性；ESV 總量與斑塊密度、邊界密度和形態(tài)指數(shù)呈顯著負相關。食物生產、氣體調節(jié)、氣候調節(jié)、土壤保持和生物多樣性維持的ESV 與景觀格局指數(shù)之間均顯著相關，除與最大斑塊指數(shù)呈正相關外，其余均呈負相關。