基于生態產品價值視角的礦區植被恢復成效評估：以神東礦區為例

周甲男，馬 蘇，鄭穎娟，劉 洋，劉軍會

中國環境科學研究院環境信息研究所，北京 100012

礦區作為人類干擾活動最劇烈的地區之一，其開采活動直接影響了自然空間的生態本底與環境結構，對生態環境造成了極大損害[1-4].礦產資源開發與生態環境保護的矛盾已成為全球社會經濟可持續發展面臨的重大挑戰之一.根據《全國重要生態系統保護和修復重大工程規劃(2021-2035 年)》，礦山生態修復被列入當前和今后一段時期我國重要生態系統保護和修復重大工程實施范疇.恢復和重建退化生態系統迫在眉睫[5].植被恢復通過構建初始植被，促進土壤結構和肥力恢復，從而促進整個生態系統結構和功能的恢復，是修復礦區受損生態系統的有效途徑和保障[6-7].近幾十年來，我國各地開展了大量的礦區植被恢復實踐[8-11].然而部分地區仍存在“重手段輕效益”“重局部輕區域”“重植被輕功能”等問題，植被恢復效果大打折扣[12-13].如何科學準確地評估礦區生態系統改善成效已成為研究熱點.

我國目前對礦區植被恢復效果評估研究尚不夠系統[9]，評估的焦點多集中在植被結構、植被覆蓋等[14-16].然而，復綠并不等于生態修復，僅重建生態系統結構而忽略生態系統功能勢必會造成生態恢復效益低下[11,17].高吉喜等[9]基于對國內一系列重大生態恢復工程的研究，提出提升生態功能和生態產品價值是生態修復的目標導向.2021 年，中辦、國辦印發的《關于建立健全生態產品價值實現機制的意見》要求建立生態產品價值評價機制，適時評估各地生態保護成效和生態產品價值.生態產品價值是指生態系統在生物生產與人類勞動共同作用下為人類福祉提供的最終產品或服務的價值，與生態系統提供的供給、調節、文化服務等功能息息相關[18].生態產品價值體現在多方面，主要是謀求生態、社會、經濟三大類效益的統一[19].而植被恢復的目標一定程度上即是實現生態效益、經濟效益與社會效益的平衡與最大化[20].因此，從生態產品價值角度對礦區植被恢復進行定量評估能夠系統反映植被恢復的實際成效，不僅對于礦區生態環境可持續管理決策具有重要意義，還能夠為礦區生態產品價值實現提供基礎數據與技術支撐[21].

神東煤礦是我國最大的煤炭生產基地，被譽為世界七大煤田之一[22].1985 年煤礦投產初期，礦區被大面積沙漠覆蓋，植被覆蓋率僅3%～11%，生態環境極其脆弱[23-24].與傳統煤炭開采“先污染后治理、先破壞后恢復”的模式不同，神東煤礦采用了“邊開采邊修復”理念[25]，持續開展生態恢復工程，根據不同區域原生環境特點構建不同植被恢復模式，改善了原生生態環境，在該地開展植被恢復成效評估研究對于探索礦產資源開發與環境保護協調發展具有重要意義.目前有關神東礦區植被恢復的研究主要關注植被覆蓋度動態變化、群落分析、土壤肥力等[26-29]，尚缺乏基于生態產品價值視角的植被恢復成效科學定量化評估.

鑒于此，該研究利用礦區投產初期(1990 年)和近年(2018 年)兩個時間段的遙感數據、野外實地調查數據和社會經濟統計數據，采用修正后的單位面積價值當量因子法[30-33]，同時引入生態系統質量調整系數[34]用以區分同類生態系統內部差異，構建區域生態產品價值評估模型，評估神東礦區生態產品價值及時空變化特征，從生態產品價值視角定量揭示礦區植被恢復效益，以期為神東礦區及時發現植被恢復過程中的不適宜活動和實施可持續管理提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區概況

神東礦區位于鄂爾多斯高原的東南部及黃土高原的北緣，地處陜西省榆林市和內蒙古自治區鄂爾多斯市交界處，范圍覆蓋神東煤炭集團10 個礦區，地理位置109°51′E～110°46′E、38°52′N～39°41′N，總面積約779 km2.該區域為溫帶半干旱大陸性季風氣候，寒暑劇烈，四季分明，年均氣溫5.5～9.1 ℃，年均降水量370～410 mm，年內、年際降水極不均勻.土壤以黃土、黃土狀粉砂土及風砂土為主，風沙頻繁，易受風蝕和水蝕.原生植被類型以干草原、落葉闊葉灌叢和沙生植被為主.礦區屬黃土高原丘陵溝壑區，溝壑密集，地形破碎，為典型的生態脆弱區[22].

神東煤炭自1985 年投產初期開展植被恢復至今，針對礦區風沙頻繁、水土流失嚴重等特點，在植被恢復初期采取網格固沙等方法改善流動沙地，采用“水平溝”和“魚鱗坑”整地蓄土保水，之后根據不同區域立地條件構建不同植被恢復模式.神東礦區的植被恢復模式可劃分為經濟林模式、生態林模式、光伏灌草模式以及風沙防治模式(見圖1).其中，經濟林模式以栽培沙棘、大果沙棘等經濟作物為主，根據環境條件和生態功能要求輔以少量喬木、灌木和草本，范圍涉及礦區東側的石圪臺煤礦、哈拉溝煤礦和大柳塔煤礦；生態林恢復模式栽種植物以油松、樟子松、小葉楊等高大喬木為主，以山杏、中間錦雞兒等矮喬木及低矮灌木為輔，范圍涉及礦區西側的補連塔煤礦、上灣煤礦以及活雞兔井；光伏灌草模式在光伏板下種植紫花苜蓿、飼料桑以及沙棘等牧草和經濟灌木，在光伏產業周圍立地條件較好的地區種植樟子松、油松并配以果樹等喬木構建防風固沙生態帶，范圍涉及礦區西側北部的寸草塔、布爾臺煤礦；風沙防治模式主要栽植生長迅速、根系較健壯的沙柳和沙蒿等固沙灌木，范圍涉及礦區東側北部的烏蘭木倫煤礦和柳塔煤礦.

圖1 神東礦區植被恢復模式分布Fig.1 Distribution of vegetation restoration patterns in the Shendong mining area

1.2 數據來源與處理

植被指數NDVI：①美國NASA 衛星中心的MODIS植被指數產品MOD13Q1，空間分辨率為250 m，時間分辨率為16 d；②美國國家航天航空局戈達德航天中心的GIMMS NDVI 數據，分辨率為8 km.由于MODIS植被指數產品時間序列最早到2000 年，為了盡可能準確地反映1990 年生態系統內部的質量差異，使用目前時間范圍最長的GIMMS NDVI 數據來計算1990年的生態系統質量調整系數.

生態系統類型：采用覆蓋研究區的1990 年、2018 年Landsat 系列遙感影像，通過人機交互解譯獲取.參考生態環境部全國生態狀況調查評估采用的土地覆被分類系統，并結合礦區實際生態系統特點，將礦區生態系統類型劃分為農田、林地、灌木、草地、水域、荒漠、城鎮.利用ENVI 軟件，對遙感影像開展輻射校正、幾何校正、大氣校正等預處理，結合野外實地調查數據和高清遙感影像圖對數據進行人機交互解譯，獲得兩個時間段的生態系統類型數據.1990 年、2018 年神東礦區生態系統類型如圖2 所示.

圖2 1990—2018 年神東礦區生態系統類型變化Fig.2 Change in ecosystem types in the Shendong mining area from 1990 to 2018

氣象數據：來源于《神東地區氣象報告(2008-2018 年)》和中國氣象局的《中國氣候公報(2008-2018年)》，由于1990 年神東地區未開展氣象監測，因此使用2008-2018 年的年均值來代表該地區氣象狀況.

統計資料：作物種植及產量、產值等數據來源于對礦區的實地調查和資料收集，統計數據時段截至2018 年.

1.3 研究方法

1.3.1 生態產品價值分類

結合礦區實際生態環境狀況，參照生態系統服務價值化方法[30]，將生態產品按照其所提供的服務類型分為供給服務、調節服務、支持服務和文化服務四大類型11 個小類.其中，供給服務包括食物生產、原料生產、水資源供給，調節服務包括氣體調節、氣候調節、凈化環境、水文調節，支持服務包括土壤保持、維持養分循環、生物多樣性，文化服務包括美學景觀.

1.3.2 生態產品價值測算模型

基于謝高地等[30]提出的全國各類生態系統單位面積價值當量表，通過生態產品價值動態修正和嵌套修正，以核算每種類型生態系統單位面積生態產品價值；在此基礎上引入生態系統質量調整系數[34]，以象元為單位對同一生態系統類型內部的生態產品價值進行調整，最終構建生態產品價值總量模型.

生態產品價值總量(V)可表示為

式中：c=1，2，3，…，m，表示生態系統的類型；i=1，2，3，…，n，表示一定區域內第c類生態系統在空間上分布的象元數；Ri表示i象元的生態系統質量調整系數，由生態系統質量狀況決定；Vc表示第c類生態系統單位面積生態產品價值，采用當量因子法核算；Si表示i象元的面積，在250 m×250 m 分辨率柵格下，Si=0.062 5 km2.

計算Ri時，選取植被覆蓋度(fi)作為表征當年生態系統質量狀況的生態參數，對于任一象元，其計算公式為

式中，fmean為區域內第c類生態系統植被覆蓋度的平均值，fi為i象元的植被覆蓋度.植被覆蓋度的計算使用生長季植被覆蓋度，計算公式如下：

計算Vc時使用單位面積價值當量因子法，并根據礦區實際情況引入異質性系數、降水調節因子進行動態修正，其公式為

式中：k=1，2，3，…，l為生態產品類型，其中k=1 和k=2 分別為水資源供給和水文調節兩種與降水有關的生態產品類型；Fc,k為第c類生態系統的第k種生態產品類型的單位面積價值當量因子；D為全國一個標準當量因子的生態產品價值量[30]；Q為異質性系數，用來進行空間異質修正；P為降水調節因子.其中降水調節因子和異質性系數的計算方式如下：

式中：Wi為研究區域平均單位面積降水量，mm；W為全國年均單位面積降水量，mm；g為研究區單位面積糧食產量，kg/hm2，使用伊金霍洛旗和榆林市兩地平均單位面積糧食產量計算；G為全國單位面積糧食產量，kg/hm2.

由于神東礦區在生態修復過程中種植了大面積沙棘、大果沙棘灌木經濟林，導致種植經濟灌木地區的灌木生態系統所能提供的食物供給價值與普通灌木林不同，需要對種植經濟林區域的灌木生態產品價值量進行修正.使用Vt表示種植經濟林的灌木生態系統類型的食物供給價值，修正公式如下：

式中：M為種植沙棘、大果沙棘的總年產值，元/km2；A為種植面積，km2.

1.3.3 敏感性指數驗證

為了確定生態產品價值對單位面積生態產品價值參數的敏感程度，借鑒經濟學價格彈性模型，引入生態產品價值敏感性指數(coefficient of sensitivity，CS)：

式中，V為生態產品價值，VC 為單位面積生態產品價值參數，a、b分別為初始的和調整后的生態產品價值和生態產品價值參數，c為第c種生態系統類型.將各生態系統類型的單位面積價值參數分別調整50%，計算生態產品價值的變化情況，得出敏感性指數.如果CS＞1，表明生態產品價值相對于VC 是富有彈性的；如果CS＜1，表示生態產品價值缺乏彈性，比值越大，表明該類生態系統VC 值的準確性對于生態產品價值的評估越關鍵.

2 結果與分析

2.1 神東礦區生態產品價值總體變化特征

數量上，神東礦區生態產品價值總量由1990 年的9.25×108元增至2018 年的15.82×108元，增加了6.57×108元，增長率達70.99%；單位面積生態產品價值量由1990 年的118.79×104元/km2增至2018 年的203.12×104元/km2，增加了84.33×104元/km2.

空間上，神東礦區生態產品價值增加區域面積占比為65.35%，其中單位面積增幅較大區域主要位于哈拉溝煤礦、石圪臺煤礦以及大柳塔煤礦；增幅較小區域主要分布在柳塔、烏蘭木倫煤礦、活雞兔井以及寸草塔、布爾臺煤礦中南部.生態產品價值基本不變區域面積占比為1.75%，主要分布在大柳塔礦區西南邊緣的烏蘭木倫河沿岸.生態產品價值減少區域面積占比為33.32%，主要分布在寸草塔和布爾臺煤礦西部、補連塔和上灣煤礦南部邊緣地區以及烏蘭木倫河沿岸(見圖3).調查發現，烏蘭木倫河沿岸是當地礦區主要人口和經濟集聚區，煤炭產業快速發展帶動了沿岸人口增加和城鎮快速擴張，生態產品價值持續下降.另外，由于礦區采取按時間梯度開展植被恢復的方式，寸草塔和布爾臺煤礦西部、補連塔和上灣煤礦南部邊緣地區開展植被修復時間較短，修復效果尚不明顯.

圖3 1990—2018 年神東礦區生態產品價值的空間變化Fig.3 Spatial change of ecosystem product value in the Shendong mining area from 1990 to 2018

2.2 不同服務類型生態產品價值變化特征

1990-2018 年，神東礦區各服務類型生態產品價值均有所增加(見表1)，按增量由大到小排序依次為調節服務、供給服務、支持服務和文化服務，增量分別為3.35×108、1.84×108、1.14×108和0.23×108元.其中增幅最大的為供給服務，增幅達273.78%.

表1 1990—2018 年神東礦區不同服務類型生態產品價值變化Table 1 Ecosystem product value changes of different service functions in Shendong mining area from 1990 to 2018

1990-2018 年，神東礦區各小類服務類型價值量均表現為增加趨勢(見圖4)，按增量由大到小排序依次為食物生產、氣候調節、水文調節、土壤保持、生物多樣性維持、氣體調節、凈化環境、美學景觀、原料生產、水資源供給和維持養分循環，其中食物生產類產品價值增量最高，為1.62×108元，其次為氣候調節、水文調節和土壤保持類產品，增量依次為1.49×108、1.02×108和0.57×108元.各小類服務類型價值增長率均維持在31%～63%之間，僅食物生產類的增長率達764.38%，遠高于其他各小類服務類型.礦區食物生產類產品價值主要由經濟灌木沙棘、大果沙棘貢獻，經濟灌木的大范圍種植使得該類產品價值快速提升.

圖4 神東礦區1990—2018 年不同服務類型生態產品價值變化Fig.4 Changes in ecosystem product value among different service functions in the Shendong mining area from 1990 to 2018

2.3 不同恢復模式單位面積生態產品價值特征

經濟林模式2018 年單位面積生態產品價值為291.31×104元/km2，其各項服務價值在4 種模式中均較高；單位面積價值比1990 年增加了177.68×104元/km2，各項服務價值增量排序為供給服務(81.07×104元/km2)、調節服務(60.67×104元/km2)、支持服務(29.85×104元/km2)和文化服務(6.01×104元/km2)(見圖5).該植被恢復模式在礦區栽植沙棘等適應干旱脆弱區環境的經濟灌木，起到增強土壤保持和養分循環、改善區域氣候和環境的功能，同時帶來大量經濟價值，4 種生態系統服務(供給服務、支持服務、文化服務、供給服務)均得到有效提升，其單位面積生態產品價值在4 種模式中最高.

圖5 1990 年和2018 年神東礦區不同恢復模式下生態產品價值結構Fig.5 Structure of ecosystem product value in the Shendong mining area in 1990 and 2018

生態林模式2018 年單位面積生態產品價值為171.70×104元/km2，其中調節服務和支持服務較高，供給服務和文化服務偏低；單位面積價值比1990 年增加了32.80×104元/km2，調節服務價值增加最多(22.63×104元/km2)，其次為支持服務(6.90×104元/km2)，文化服務(1.42×104元/km2) 和供給服務(1.85×104元/km2)增加較少.該模式的植被群落結構相對較完善，物種多樣性高，能夠提供較高的防風固沙、調節區域氣候和水源涵養等服務，具備生態效益的服務價值提升較高.但未栽培經濟作物，具備經濟效益的服務價值提升不明顯.

光伏灌草模式2018 年單位面積生態產品價值為182.47×104元/km2，其中調節服務和支持服務較高，供給服務較低；單位面積價值比1990 年增加了48.62×104元/km2，調節服務價值增加(27.31×104元/km2)最多，其次為供給服務(12.85×104元/km2) 和支持服務(7.00×104元/km2)，文化服務(1.46×104元/km2)增加較少.該模式在光伏產業周邊種植防風固沙生態帶，同時利用光伏板下和板間的空間栽種經濟作物和牧草，在加強生態防護和調節功能的同時增加經濟收益，具備生態效益的服務價值和具備經濟效益的服務價值均有所提升，在一定程度上實現了光伏產業發展和生態系統服務穩步提升的協同共贏.

風沙防治模式2018 年單位面積生態產品價值為166.74×104元/km2，其中調節服務和支持服務較高，供給服務和文化服務較低；單位面積價值比1990 年增加了104.89×104元/km2.單位面積調節服務和支持服務價值增加最多，分別增加了67.93×104、25.51×104元/km2，其次為供給服務(6.33×104元/km2)和文化服務(5.13×104元/km2).該模式下的原生環境被荒漠大面積覆蓋，生態產品本底價值低.通過栽植能夠快速適應荒漠干旱環境的固沙灌木，實現快速固沙、增加植被覆蓋，顯著提升調節服務和支持服務.因此區域生態效益提升顯著.但受限于原生環境，恢復后的植被仍以稀疏草本和固沙灌木為主，能提供的生態服務有限，該模式修復前后單位面積價值在4 種模式中均最低.

4 種植被恢復模式對比來看，2018 年單位面積生態產品價值量排序為經濟林模式＞光伏灌草模式＞生態林模式＞風沙防治模式.30 年來，單位面積生態價值增量自高到低排序依次為經濟林模式、風沙防治模式、光伏灌草模式和生態林模式.總體來說，近30年來神東礦區的生態恢復成效較好，4 種恢復模式下單位面積生態產品價值均呈增加趨勢.可見，在干旱半干旱礦區開展植被恢復應充分考慮區域原生環境，在保障生態功能穩定發揮的基礎上，因地制宜適度種植經濟林可以有效提升生態系統服務和經濟價值.

2.4 敏感性分析

神東礦區不同生態產品價值敏感性指數如表2所示.1990 年各生態系統類型生態產品價值敏感性指數范圍在0.04～0.40 之間，其中草原類型敏感性指數較高，為0.4，這與草原在礦區面積分布較大有關.2018 年，各生態系統類型敏感性指數范圍為0～0.40，灌木類型相對較高，這與2018 年灌木在生態恢復實施后較高的單位面積價值和較大的面積有關.研究時間段內所有生態系統類型敏感性指數均小于1，表明研究區內生態產品價值缺乏彈性，研究結果基本可信.

表2 神東礦區生態產品價值敏感性指數Table 2 The CS of ecosystem product value in Shendong mining area

3 討論

該研究基于修正的當量因子法計算了生態系統服務價值變化，引入了生態系統質量調整系數，考慮了生態系統內部質量差異，這種方法克服了傳統估算方法以點代面的缺點，能夠更加客觀地反映礦區生態產品價值及其空間分布的狀況[34]；同時，考慮神東礦區栽培有灌木經濟林，對種植經濟林地區的灌木類型產品價值進行了修正，使結果最大限度地貼近礦區實際情況.

與同樣基于謝高地等[30]給出的當量因子表進行生態產品價值量估算的研究結果對比發現，神東礦區單位面積生態產品價值(203.12×104元/km2)高于黃土高原(151.46×104元/km2)及內蒙古自治區(154.59×104元/km2)的平均值，在周邊同類地區處于較高水平[30,35].這也與礦區及周邊地區植被覆蓋相關研究的結果一致，神東礦區植被覆蓋近年來大幅提升，2015 年前后生長季植被覆蓋為45%～60%[36-37]，高于同一時期周邊毛烏素沙地(30%)以及黃土高原(＜44%)生長季的植被覆蓋[38-39].從成因上來看，植被恢復是影響神東礦區生態產品價值的主要因素，隨著植被恢復工程的開展，能夠提供較大生態功能的林地和灌木土地利用類型面積大幅增加，荒漠類型面積大幅減少[40]；兼具經濟效益和生態效益的灌木林的大面積栽植也大幅提升了礦區生態產品價值.

生態產品價值測算存在一定的不確定性.盡管該研究基于野外實地調研數據對當量因子表進行了基于糧食價值的整體修正以及針對食物生產和降水相關服務類型的修正，但研究中涉及的經濟參數本身受市場影響存在較大浮動，且諸如文化服務、生物多樣性等生態系統功能指標仍難以準確量化，對核算結果會產生一定影響；同時，遙感測量本身存在精度問題，為提高產品價值估算的準確性，該研究引入以植被參數為基礎的生態質量調整系數，植被參數產品數據的精度決定了生態質量調整的精度，未來可使用高分辨率遙感影像結合多源數據融合算法獲取更高精度的植被參數數據.

該研究所估算的生態產品價值為潛在生態產品價值，要使礦區生態產品價值得到最終實現還需探索合適的轉化路徑，在神東礦區可采用生態產品市場化、生態補償以及發展生態旅游等途徑推進生態產品價值轉化，進一步提升植被恢復成效.

4 結論

a) 從整體上看，神東礦區植被恢復后生態產品價值大幅提升，在同類地區處于較高水平.1990-2018 年神東礦區生態產品總價值增加了6.57×108元，單位面積生態產品價值增加了84.33×104元/km2，高于周邊黃土高原平均值.其中價值增高區域占65.35%，主要位于礦區東部以及西部大部分地區，價值量減少區域占33.32%，主要位于烏蘭木倫河沿岸及礦區西部邊緣地區.

b) 從不同服務類型看，研究區各類生態產品價值快速增長，不同類型增長差異明顯.生態產品價值增量自高到低排序依次為調節服務、供給服務、支持服務和文化服務，增量分別為3.35×108、1.84×108、1.14×108和0.23×108元.經濟灌木種植顯著提升了礦區供給服務中的食物生產類產品價值，在小類服務中食物生產價值增量最高，達1.62×108元.

c) 從不同恢復模式看，2018 年單位面積生態產品價值自高到低排序依次為經濟林模式(291.31×104元/km2)、光伏灌草模式(182.47×104元/km2)、生態林模式(171.70×104元/km2)和風沙防治模式(166.74×104元/km2)，1990-2018 年4 種模式的單位面積生態產品價值均呈增加趨勢，分別增加177.68×104、48.62×104、32.80×104和166.74×104元/km2.其中，經濟林模式主要種植沙棘、大果沙棘等經濟灌木，兼具供給服務、調節服務、支持服務和文化服務，單位面積生態產品價值最高且增加最多；光伏灌草模式和生態林模式主要種植喬木、灌木，調節服務和支持服務價值最高，但供給服務不高；風沙防治模式主要種植固沙灌木，調節服務和支持服務價值較高，但供給服務和文化服務不足，由于本底植被覆蓋率低，風沙防治模式單位面積生態產品價值增加較多.