西南山區采煤塌陷地生態服務價值分析
——以重慶市松藻礦區為例

唐紫晗, 李妍均, 陳 朝, 魯嘉濠

(1.外生成礦與礦山環境重慶市重點實驗室(重慶地質礦產研究院), 重慶 400042;2.煤炭資源與安全開采國家重點實驗室重慶研究中心, 重慶 400042; 3.廣東省生態環境與土壤研究所, 廣州 410650)

西南山區采煤塌陷地生態服務價值分析
——以重慶市松藻礦區為例

唐紫晗1,2, 李妍均1,2, 陳 朝1,3, 魯嘉濠1,2

(1.外生成礦與礦山環境重慶市重點實驗室(重慶地質礦產研究院), 重慶 400042;2.煤炭資源與安全開采國家重點實驗室重慶研究中心, 重慶 400042; 3.廣東省生態環境與土壤研究所, 廣州 410650)

為研究煤炭地下開采對土地生態服務功能價值的影響，基于千年生態系統評估(Millennium Ecosystem Assessment， MA)理論框架，采用機會成本法、影子工程法等方法，以典型西南山區采煤塌陷區——重慶松藻礦區1999年、2004年、2008年土地利用數據為基礎，對西南山區采煤塌陷地生態系統服務價值變化進行了分析，評估的生態系統服務類型包括食物生產、氣候調節、空氣凈化、水源涵養、控制侵蝕、廢棄物處理、營養物質循環。結果表明：耕地的單位面積生態服務價值量最高，塌陷地的單位面積生態服務價值量較小，僅為耕地的47%；1999—2008年松藻礦區采煤塌陷地生態系統服務損失價值量不斷增大，平均損失價值量占生態系統服務總價值量的10%；礦區生態系統服務價值降低的主要原因是采煤活動對土地資源的直接破壞，其次是采煤導致的土地利用類型之間的轉換。土地復墾和生態恢復是解決礦區土地退化問題，實現礦區可持續發展的重要途徑。

生態系統服務價值; 千年生態系統評估; 西南山區采煤塌陷地

近年來，人類對生態系統服務的需求日益增加，而愈來愈頻繁的人類活動致使生態系統提供服務的能力持續降低，大規模煤炭開采引發了一系列生態環境問題，如土地利用方式改變、植被退化或消失、地下水位下降、水資源破壞，環境污染，形成地面塌陷、地裂縫，誘發滑坡、泥石流等自然災害，加劇水土流失，致使生態系統不斷退化[1-3]。我國學者主要以土地變更數據和遙感解譯數據為基礎，參考Costanza等[4]的生態系統服務評價模式和謝高地等建立的“中國陸地生態系統單位面積服務價值表”[5-6]，對煤礦區生態服務價值變化進行研究。李保杰等[7]研究了徐州市九里礦區不同類型土地的生態服務價值變化，認為采煤塌陷區水體增多及礦區土地復墾使得礦區生態服務價值增加；陳雅琳等[8]以山西朔州市為例，對不同土地利用類型生態服務價值進行了評估；王利用等[9]對因地面沉陷造成的土地生態服務價值進行了分析與估算；李明明等[10]則綜合應用直接費用法、影子工程法、替代費用法等對礦區農田生態系統服務價值進行了定量估算，并將研究結果與Costanza、謝高地等人的農田生態系統單位面積服務價值當量進行了對比。

上述研究主要集中在北方煤礦區，而關于西南山區采煤塌陷區的生態系統服務價值研究較少。西南山區喀斯特地貌發育，土層瘠薄，地面貯水能力低、水土容易流失、巖石滲漏性強，屬于典型的生態環境脆弱區。采煤活動等人為干擾一旦超出系統忍受力，生態環境將很難恢復，從而對當地的生態安全及可持續發展造成威脅。因此，本文基于遙感數據，對西南山區采煤塌陷地生態系統服務價值變化進行定量評價，以期為西南山區生態環境建設及可持續發展提供決策依據。

1 研究區概況

松藻礦區地處重慶市綦江縣境內，距重慶主城區174 km。礦區走向長34.6 km，寬1.4～11 km，總面積129.85 km2。區內地形復雜，基巖裸露，水系發達，溪河縱橫，屬于亞熱帶濕潤氣候區，冬暖、夏熱、秋陰，云多日照少，雨量充沛，溫、光、水地域差異大。年平均氣溫18.8℃，平均降水量1 070 mm，年均無霜期344 d。松藻礦區是重慶市的大型煤炭生產基地，下轄打通一礦、渝陽煤礦、松藻煤礦、同華煤礦、逢春煤礦及石壕煤礦6個煤礦，礦井主要分布在綦江縣的趕水鎮、安穩鎮、打通鎮和石壕鎮四鎮轄區。松藻礦區對重慶市乃至整個西南地區的經濟發展做出了巨大貢獻，但是煤炭長期大量開采也引起了一系列問題，如煤炭開采導致采空區上方地表沉陷，地表出現裂縫、塌陷坑，農作物減產，土地生產能力下降，該礦區可溶性石灰巖大面積出露，加之高山深谷地貌，地下水連通性好，致使地表井、泉干枯，溪水斷流。2002年底調查統計表明，松藻礦區范圍內共損毀山平塘47口、水井472口、泉252眼，流經沉陷區的30條小溪有22條已經斷流。綜合采煤影響區域、礦區邊界和行政區劃完整性、規劃可操作性等因素，選取研究區域，共計195.66 km2。

2 數據與方法

2.1 數據來源

本研究數據主要為松藻礦區1999年spot4(10 m分辨率)、2004年spot5(2.5 m分辨率)、2008年黑白衛片(1 m分辨率)，各期影像數據經過幾何糾正、大氣糾正、配準和圖像增強處理，采用機助目視判斷的方法，利用ERDAS IMAGEING 9.2軟件，提取研究區域土地利用/覆被信息，如附圖4所示。運用概率積分法進行地表移動數值模擬，并通過地面調查對計算結果進行修正，將修正的塌陷結果與礦區土地利用現狀圖進行疊加，得到地面塌陷面積。鑒于礦區生態系統的特殊性，根據研究目的和我國土地利用分類體系，將研究區分類整合為耕地、林地、草地、園地、水域、未利用地、建設用地、塌陷地，各類土地利用類型面積統計見表1。

表1 研究區域1999-2008年土地利用類型面積統計km2

社會經濟數據主要來自《綦江統計年鑒(2009—2012年)》，綦江縣石壕鎮、打通鎮、趕水鎮、安穩鎮《農村綜合統計年報表(2008年)》，逐月氣象數據(1961—2010年)來自綦江縣氣象局，由于本研究區域尚未有案例，部分評價參數選用類似區域研究成果代替。

2.2 研究方法

根據千年生態系統評估概念框架，生態系統服務功能分為：供給服務、調節服務、支持服務和文化服務四大類[11]。本次選取供給服務中的食物及原料供應；調節服務的氣候調節、空氣凈化、水源涵養、控制侵蝕、廢棄物處理；支持服務中的營養物質循環。生態系統服務價值計算公式參照Costanza等[4]的成果：

(1)

式中：V——研究區生態系統服務總價值(元)；Pij——單位面積上土地利用類型i的j種生態系統服務價值[元/(hm2·a)]；Ai——研究區域內土地利用類型i的面積(hm2)。

生態系統文化服務中的相關內容難以定量描述，本次評價暫不考慮。園地、建設用地、未利用地、塌陷地的生態系統服務價值，目前還沒有比較成熟的研究。園地單位面積生態系統服務價值取林地和草地的均值，未利用地的生態系統服務價值取為0。建設用地屬于人工生態系統，需要向自然生態系統索取自然資源和排棄廢物，對自然生態系統產生負向影響。本研究選取食物供應、水源涵養、空氣凈化和廢棄物處理對生態系統服務價值進行衡量。單位面積建設用地的食物供應價值為人口密度與每人年均食物消費的乘積，根據《綦江統計年鑒》(2008年)，計算出建設用地單位面積食物供應價值為-12 510元/hm2，水源涵養、空氣凈化和廢棄物處理的價值則參考文獻[12]，分別取-3 400元/hm2、-372元/hm2、-5 034元/hm2。塌陷地屬于受損生態系統，由于塌陷地地表變形嚴重，產生大量裂縫，使地表不能有效涵養水分、保持土壤，其水源涵養、控制侵蝕的價值為零，塌陷地的生態服務功能僅考慮食物生產、氣候調節、空氣凈化、廢棄物處理、營養物質循環。

2.2.1 供給服務 供給服務功能采用市場價值法進行評估，研究區供給服務功能主要由耕地、園地、林地、草地、水域提供的產品，其中研究區域主要糧食作物為水稻、小麥。通過分析石壕鎮、打通鎮、趕水鎮、安穩鎮2008年《農村綜合統計年報表》，水稻單產為5 325 kg /hm2，小麥為4 170 kg /hm2，研究區域水稻和小麥2008年市場單價為1.6元/ kg。林地單位面積產值為1 030元/hm2，草地單位產值為1 012元/ hm2，水域單位產值為2 276元/hm2。根據現場調查和農戶走訪，塌陷范圍內旱地減產30%，水田全部改為旱地，產量減少50%，水域幾乎全部干涸，初步估算出塌陷地單位面積供給服務價值為1 124元/hm2。

2.2.2 調節服務 (1) 氣候調節。植物通過吸收CO2，放出O2對氣候進行調節，生態系統調節氣候的價值主要體現在不同土地利用類型固定CO2、制造O2的經濟價值。基于光合作用公式，植物每生產1 g干物質能吸收CO2為1.63 g，釋放O2為1.20 g，則固定CO2的價值、釋放O2的價值分別按式(2)和式(3)計算：

Vci=1.63Pc×NPPi

(2)

Voi=1.20Po×NNPi

(3)

式中：Vci——第i種土地利用類型吸收CO2的經濟價值(元/hm2)；Voi——土地利用類型i釋放O2的經濟價值(元/hm2)；Pc——削減CO2的成本(元/t)；Po——工業制氧的成本(元/t)；NPPi——土地利用類型i的初級凈生產力[kg/(hm2·a)]。以1990年造林成本260.90元/t、工業制氧成本400元/t為基準，按照中國歷年通貨膨脹率，2008年造林成本為630.06元/t，工業制氧成本為965.98元/t。依據文獻[13-14]，林地、草地、耕地、水域NPP分別為6 860 kg/(hm2·a)，4 170 kg/(hm2·a)，6 000 kg/(hm2·a)，1 800 kg/(hm2·a)。根據實地調查，塌陷區內耕地的生產能力明顯下降，林、草地長勢較好，并未出現大面積植被損毀，水域干涸。本研究中，塌陷范圍內耕地NPP按未塌陷耕地的50%折算，林、草地NPP為未塌陷林、草的80%，水域NPP為0。

(2) 空氣凈化。生態系統空氣凈化功能包括吸收物質、阻滯粉塵、殺滅病菌和降低噪聲等，本研究主要通過生態系統吸收SO2、滯塵進行空氣凈化價值評價。

吸收SO2的價值采用下式進行計算：

Vsi=Qsi×Ps

(4)

滯塵價值計算如下：

Vdi=Qdi×Pd

(5)

式中：Vsi——第i中土地利用類型吸收SO2的經濟價值(元/hm2)；Qsi——土地利用類型i單位面積吸收SO2的能力[kg/(hm2·a)]；Ps——削減SO2的成本(元/t)；Vdi——第i中土地利用類型滯塵的經濟價值(元/hm2)；Qdi——土地利用類型i單位面積滯塵的能力[kg/(hm2·a)]；Pd——削減粉塵的成本(元/t)。根據馬新輝等[15]的研究成果，耕地吸收SO2的能力為45 kg/(hm2·a)，耕地的滯塵能力為33.2 kg/(hm2·a)；由于礦區森林植被以闊葉林為主，按照《中國生物多樣性國情研究報告》[16]，闊葉林吸收SO2的能力為88.65 kg/(hm2·a)，滯塵能力為10 110 kg/(hm2·a)；參考文獻[17]的計算方法，草地吸收SO2的能力為草地地上部分NPP(替代干草重量)、單位重量干草單位時間吸收SO2的量、牧草生長期的乘積，地下凈生物量與地上凈生物量比值為2.31[18]，西南山地草地NPP取4 170 kg/(hm2·a)，1 kg干草吸收SO2的能力為1×10-3kg/d，牧草生長期按100 d/a。草地的平均滯塵能力為1.2 kg/(hm2·a)[17]。SO2和粉塵的削減成本分別為600元/t、170元/t[16]。單位面積塌陷耕地空氣凈化能力按照未塌陷耕地空氣凈化能力的60%折算，塌陷林地、草地按未塌陷林地、草地的80%折算。

(3) 水源涵養。本研究主要采用降水儲存量法衡量水源涵養功能的價值。公式如下：

Vwi=Qi×Pw

(6)

Qi=J×Ri

(7)

J=J0×K

(8)

Ri=R0-Rgi

(9)

式中：Vwi——土地利用類型i單位面積涵養水分的經濟價值(元/hm2)；Qi——土地利用類型i單位面積涵養水分量(t/hm2)；Pw——水價(元/t)；J——研究區域多年均產流降雨量(mm)；J0——研究區域多年均降雨總量；K——研究區域產流降雨量占降雨總量的比值；Ri——與裸地比較，土地利用類型i減少徑流的效益系數；R0——產流降雨條件下裸地降雨徑流率；Rgi——產流降雨條件下土地利用類型i降雨徑流率。根據綦江氣象局資料，研究區域多年平均降雨量為1 070 mm，K取0.6[19]。根據文獻[17]，R值耕地為0.2、林地0.3、草地為0.2。該功能采用替代工程法進行評價，水庫蓄水成本為1990年不變價0.66元/t[16]，按照中國歷年通貨膨脹率，2008年水庫蓄水成本為1.69元/t。由于研究區域資料缺乏，水域水源涵養價值取我國陸地地表水生態系統水源涵養均值，根據文獻[20]，我國陸地地表水水源涵養價值為1 226.7億元，我國內陸水域面積為17萬km2[21]。

(4) 廢棄物處理。本研究主要通過耕地、草地對牲畜糞便的消納降解及水體對N、P的降解估算生態系統的廢棄物處理價值。其中，耕地廢棄物處理價值量按下式估算：

Vf=E×Pe

(10)

式中：Vf——單位面積耕地廢棄物處理經濟價值(元/hm2)；E——單位面積耕地施畜禽糞便量；Pe——畜禽糞便處理平均成本。單位面積耕地施畜禽糞便量取18 000 kg/hm2，畜禽處理成本為0.1元/kg[22]。

草地廢棄物處理價值量估算如下：

Vg=λ×Z×N×Pe

(11)

N=(uNPPg×δ)/365a

(12)

式中：Vg——單位面積草地廢棄物處理經濟價值(元/hm2)；λ——牲畜糞便歸還草地的比率；Z——羊個體每年排出的糞便量(kg)；N——單位面積草地載畜量(羊單位/hm2)；uNPPg——草地地上部分凈初級生產力(在此替代干草產量)[kg/( hm2·a)]；δ——牧草利用率；a——一只羊每日食干草量(kg)。根據文獻[17]，歸還率為30%，牧草利用率為50%，羊每日食干草量為1.5 kg。依據文獻[23]，羊個體每年排出的糞便量為0.8 t。按前文所述，uNPPg為1 260 kg/(hm2·a)。

水生態系統降解廢棄物的價值主要通過湖泊、河流、沼澤等對N、P的凈化功能進行核算，研究區域水體的廢棄物降解價值主要參考湖泊水體N、P的凈化效益，根據文獻[20,24]，湖泊的N、P凈化效益為2.7億元，我國湖泊總面積為71 787 km2。

(5) 控制侵蝕。生態系統控制侵蝕能力主要體現在減少土地損失，保持土壤肥力，減少泥沙淤積。生態系統減少土地損失的價值量按以下公式計算：

Vti=(Qmi×Pti)/(W×H)

(13)

式中：Vti——土地利用類型i減少土地損失的單位面積價值(元/hm2)；Pti——土地利用類型i單位面積收益(元)；Qmi——土地利用類型i土壤保持量[t/(hm2·a)]；W——土壤容重(t/m3)；H——土層厚度(m)。根據2008年綦江農村綜合統計報表，耕地、林地、草地的單位面積分別為7 596，1 030，1 012元/ hm2。由于研究區域屬于典型喀斯特地區，參考文獻[25]，耕地、林地、草地土壤保持量分別為454，530，522 t/(hm2·a)。土層厚度取全國土壤平均表土厚度為0.6 m，由于研究區域主要土壤類型為黃壤，質地黏，土壤容重取1.25 g/cm3[26]。

生態系統保持土壤肥力的價值量按下式計算：

Vli=∑(Qmi×ρj×Mni×Pli)

(14)

式中：Vli——土地利用類型i單位面積保持土壤肥力的經濟價值(元/hm2)；Mni——土地利用類型i土壤中N，P，K的平均含量(mg/kg)；ρj——土壤中N，P，K折算為化肥的系數；Pli——碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價(元/t)。根據實地采樣，研究區域黃壤中速效氮、速效磷、速效鉀的含量分別為135.02，16.69，241.79 mg/kg，其換算為碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的系數分別為5.571，3.373，1.667[27]。2008年，研究區域碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價分別為0.6，0.76，1.06元/kg。

生態系統減少泥沙淤積的價值量計算如下：

Vyi=Qmi×Py

(15)

式中：Vyi——土地利用類型i單位面積減少泥沙淤積的價值(元/hm2)；Py——修建1 m3農用水庫的投資費用。水庫蓄水成本為1.34元/m3。水體控制侵蝕功能主要體現在湖泊對土壤的截留和河流運移泥沙、沖刷河床上的淤積物，研究區域水域的控制侵蝕價值主要參考文獻[20]。

2.2.3 支持服務 本文主要通過營養物質循環的價值來評估支持服務功能價值。本研究首先估算營養物質在不同土地利用類型中的年存貯量，進而通過替代價格法估算營養物質循環過程中產生的經濟效益。公式如下：

Vri=∑Qri×Prj

(16)

Qri=∑NPPi×Cij

(17)

式中：Vri——土地利用類型i營養物質循環的單位面積價值(元/hm2)；Qri——土地利用類型i單位面積吸收營養物質量[t/(hm2·a)]；Cij——土地利用類型i植物體中N，P，K的平均含量(mg/kg)；Prj——碳酸氫胺、過磷酸鈣、氯化鉀的單價(元/kg)。NPP值參照文獻[13]，林地、草地、耕地植物體中N，P，K的平均含量，參見《中國陸地生態系統營養物質分配率表》[28]，碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價如前文所述。

3 結果與分析

3.1 各種土地利用類型單位面積生態系統服務價值

研究區域各種土地利用類型單位面積生態系統服務價值，計算結果見表2。從土地利用類型來看，單位面積生態系統服務價值從高到低的順序為：耕地>林地>園地>草地>水域>塌陷地>未利用地>建設用地。耕地的單位面積價值高達2.89萬元/(hm2·a)，塌陷地的單位面積價值量僅為1.38萬元/(hm2·a)，為耕地價值量的47%，林地價值量的55%。

耕地的生態系統服務價值主要為調節氣候和食物生產，高達15 656，7 596元/(hm2·a)，水源涵養、廢棄物降解和控制侵蝕的價值也較高，凈化空氣的價值最小，僅33元/(hm2·a)。林地的生態系統服務功能則以調節氣候和水源涵養為主，分別為17 900，3 285元/(hm2·a)。水域的水源涵養價值量最大，為7 216元/(hm2·a)。建設用地屬于人工生態系統，其生態系統服務功能為負效應，食物生產和廢棄物降解的負效應最大，分別為-12 510，-5 034元/(hm2·a)。塌陷地作為受損生態系統，其生態系統服務價值較其他土地類型生態系統服務價值量偏少，其中水源涵養和控制侵蝕的價值為0，調節氣候和凈化空氣的價值量較大，分別為10 623，714元/(hm2·a)。

表2 研究區域各種土地利用類型單位面積生態服務價值 元/(hm2·a)

3.2 塌陷地生態系統服務價值損失變化

根據表1、表2計算出1999—2008年松藻礦區塌陷地生態系統服務總價值損失變化情況，見表3。松藻礦區塌陷地損失的生態系統服務總價值持續上升，1999年、2004年、2008年損失的生態系統服務價值分別為2 719萬元、4 179萬元、5 496萬元，分別占研究區域生態系統總價值量的6%，10%，14%，平均每年增加的生態服務價值損失量為278萬元，平均每1 km2損失的生態服務價值損失為96.48萬元。2008年松藻礦區采出煤量為590萬t，2008年煤炭市場價格為348元/t，松藻礦區因采煤塌陷損失的生態服務價值量占礦區煤炭生產總值的2.8%，平均每開采一t煤而損失的生態服務價值為9.31元。

3.3 研究區域生態系統服務價值變化

1999—2008年研究區域生態價值服務變化見表4。各類型生態服務價值中，調節氣候價值量占總價值的比重最大，達到69%，食物生產、水源涵養的價值量也較大，分別占總價值量的11%，8%。這主要由于研究區域的林地、耕地的面積占總面積的比重較大，而林地、耕地的氣候調節、食物生產價值量較大。

表3 研究區域塌陷地生態服務價值損失變化

1999—2008年研究區域生態系統服務總價值持續降低，2008年，除凈化空氣的價值量略有上升，其他類型生態系統服務價值量均較1999年的價值量小。造成生態服務價值量減少的原因：一方面是由于山區煤炭井工開采，造成地面變形，致使地表產生大量地裂縫和塌陷坑，破壞土地資源，降低土地生產能力，致使生態系統受損，從而削弱了生態系統的服務功能；另一方面由于煤炭開采引起研究區域林地、耕地、草地、建設用地、水域等土地利用類型之間的相互轉化，采煤活動所形成的煤矸石山、煤炭儲運場、煤炭企業建設場地等大量壓占耕地、草地，致使耕地、草地等向建設用地、園地轉化，從而降低了區域的生態系統服務價值。

1999—2008年，水源涵養、控制侵蝕的服務價值逐漸減少，主要是因松藻礦區煤系地層上部多為長興灰巖，溶洞十分發育，煤層開采后引起上覆巖層移動和變形，使溶洞水疏干，地表產生各種不同形態的塌陷漏斗、塌陷坑、地裂縫，改變了水循環路徑，使地下水位降低，山坪塘干涸、溪溝斷流，水域面積逐漸減少，地表貯存水分的能力下降，水源涵養功能減弱；同時，煤炭開采后，極易誘發滑坡、泥石流等地質災害，加劇水土流失，從而削弱生態系統控制侵蝕的能力。1999—2008年間，空氣凈化價值量略有上升，主要是因為研究區域處于西南山地區，氣候溫暖，降雨豐沛，地表覆被較好，煤炭開采不會引起大規模的植被破壞，森林和草地生態系統受到的破壞較小，而森林和草地生態系統的空氣凈化能力較強；此外，1999—2008年間，園地面積持續上升，也對生態系統凈化空氣價值量上升有一定的影響。

表4 研究區域1999-2008年生態系統服務價值變化

4 結 論

(1) 研究區域生態系統中耕地的單位面積價值量最高，塌陷地的單位面積價值量較小，僅高于未利用地、建設用地，建設用地的單位面積生態負價值也較高。其主要生態價值以調節氣候最高，依次為食物生產、水源涵養、控制侵蝕、凈化空氣、營養物質循環、廢棄物降解。

(2) 1999—2008年，研究區域因采煤塌陷而損失的生態系統服務價值量不斷增大，平均損失的生態系統服務價值占總價值量的10%。目前，松藻礦區煤炭經濟價值的獲取是以犧牲人類賴以生存的生態環境為代價，如果不采取任何生態恢復措施，將影響礦區可持續發展，因此礦區土地復墾和生態恢復顯得尤為重要。

(3) 西南山區采煤活動對生態系統服務價值變化的影響表現為：首先，采煤致使地表塌陷，破壞土地資源，降低土地生產能力，致使生態系統受損，從而削弱了生態系統的服務功能，這是西南山區采煤塌陷地生態系統服務價值降低的主要原因；其次，采煤活動引起土地利用類型之間的相互轉化是區域生態系統服務價值降低的重要因素。

(4) 本研究評估了研究區域生態系統的支持服務、調節服務、供給服務的經濟價值，由于對數據及方法的局限性，未考慮文化服務的價值，因此本研究的生態系統服務總價值應比實際生態系統服務價值偏低。由于采煤對土地破壞的機理比較復雜，對生態系統各項功能的影響程度還需進深入探索，要想定量評價采煤沉陷造成的生態系統影響還需要做許多基礎研究工作。研究區域數據資料缺乏，本研究選取的部分參數是根據相關研究借鑒的經驗數據，適用性方面可能存在不足之處。此外，建設用地、未利用地的生態服務價值，目前還未有全面的評估方法，在未來工作中還需進一步研究。

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EcosystemServiceValueintheCoalMiningSubsidenceAreaofMountainRegion,SouthwestChina—ACaseStudyinSongzaoMiningAreaofChongqingCity

TANG Zi-han1,2, LI Yan-jun1,2, CHEN Zhao1,3, LU Jia-hao1,2

(1.ChongqingKeyLaboratoryofExogenicMineralizationandMineEnvironment,ChongqingInstituteofGeologyandMineralResources,Chongqing400042,China; 2.ChongqingResearchCenterofStateKeyLaboratorofCoalResourcesandSafeMining,Chongqing400042,China; 3.GuangdongInstituteofEco-environmentandSoilSciences,Guangzhou410650,China)

To study the land ecological service value because of underground coal mining, under the framework of Millennium Ecosystem Assessment (MA), by means of opportunity cost method and shadow project method, and based on the land use data of Songzao mining area in the year of 1999, 2004, 2008, which is the typical coal mining subsidence area of mountain region Southwest China, the dynamic valuation of ecosystem services of Songzao mining area was carried out in this paper, including food production, climate regulation, air regulation, water conservation, soil conservation, nutrient regulation, and waste degradation. The results show that farmland had the highest ecological service value in unit area, while coal mining subsidence area had the lower value which accounted for 47 percent of farmland. The loss of the economic value of ecosystem services in the studied area increased gradually from 1999 to 2008, which accounted for 10% of the total value. The destruction of land resources by coal mining was the main factor affecting the reduction of the ecosystem service value in the studied area and shift of land use type resulted from coal mining was the secondary factor. Land reclamation and ecological restoration are the important approaches to attack the land degradation problem and to achieve sustainable development in the mining area.

ecosystem service value; millennium ecosystem assessment; coal mining subsidence area of southwest mountain region

2013-07-12

：2013-08-26

國土資源部公益性行業科研專項項目“西南山地采煤塌陷地生態復墾技術開發與示范項目”(200911015-04)

唐紫晗(1987—),女,四川南充人,碩士,助理工程師,從事土地復墾、水環境管理研究。E-mail:tangzihanxiao@126.com

X171.1

：A

：1005-3409(2014)02-0172-07