淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫閾值研究

萬倫來,李康瑋,娜 仁,楊 峻

淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫閾值研究

萬倫來,李康瑋,娜 仁*,楊 峻

(合肥工業(yè)大學(xué)經(jīng)濟(jì)學(xué)院,安徽 合肥 230002)

為揭示煤炭資源型城市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的閾值效應(yīng),在構(gòu)建煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫閾值模型的基礎(chǔ)上,從土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3個(gè)維度分析估算了淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫閾值,并探究了1990~2016年該地區(qū)煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用時(shí)序變化規(guī)律.結(jié)果表明:淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用存在顯著的閾值效應(yīng),其中,土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3大脅迫因子的脅迫閾值分別為1803.19hm2?33253.23×104t和888.81×108m3.1990~2016年淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用呈現(xiàn)顯著的階段性特征,其中,1990~2009年該地區(qū)煤炭開采所造成的土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染均未超過閾值范圍,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)運(yùn)行狀況良好;但是在2010年之后,由于該地區(qū)煤炭開采造成的地下水資源破壞超出閾值范圍,從而導(dǎo)致該地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)出現(xiàn)惡化趨勢(shì),不過2015年以來惡化趨勢(shì)有所減緩.因此,該地區(qū)必須加快綠色礦區(qū)建設(shè),加大生態(tài)環(huán)境治理力度,著力防范煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用超出閾值范圍,以保障經(jīng)濟(jì)增長與生態(tài)環(huán)境統(tǒng)籌協(xié)調(diào)可持續(xù)發(fā)展.

煤炭開采；生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)；脅迫作用；閾值模型；淮北市

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是指生態(tài)系統(tǒng)及其物種所提供的能夠滿足和維持人類生活需要的條件和效用,是人類直接或間接從生態(tài)系統(tǒng)得到的利益[1],主要包括調(diào)節(jié)服務(wù)?支持服務(wù)?供給服務(wù)?文化服務(wù)4個(gè)方面.生態(tài)系統(tǒng)脅迫是指各種自然因素和人類活動(dòng)因素對(duì)生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生的干擾和破壞,進(jìn)而導(dǎo)致區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生變化、產(chǎn)生反應(yīng)或功能失調(diào)[2].生態(tài)閾值是生態(tài)系統(tǒng)從一種狀態(tài)快速轉(zhuǎn)變?yōu)榱硪环N狀態(tài)的某個(gè)點(diǎn)或一段區(qū)間,推動(dòng)這種轉(zhuǎn)變的動(dòng)力來自某個(gè)或多個(gè)關(guān)鍵脅迫因子的影響作用[3].相關(guān)研究已證實(shí)人類社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)持續(xù)脅迫會(huì)降低生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)力,若脅迫作用超過生態(tài)系統(tǒng)的閾值范圍將會(huì)發(fā)生穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換[4].這說明煤炭開采中存在“閾值”點(diǎn),當(dāng)某區(qū)域煤炭開采在閾值點(diǎn)上再增加一點(diǎn)干擾,生態(tài)系統(tǒng)就會(huì)發(fā)生突變,從良性狀態(tài)轉(zhuǎn)化為惡性狀態(tài)[5],即當(dāng)煤炭開采引起的土地塌陷面積、水資源破壞量超過一定值時(shí),生態(tài)系統(tǒng)就會(huì)惡化[6].

煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用主要體現(xiàn)在土地、水、大氣3個(gè)方面(圖1):一是煤炭開采通過造成礦區(qū)地表塌陷、煤炭廢棄物堆積等對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生脅迫作用[7],破壞區(qū)域土地資源,引起該地區(qū)農(nóng)作物產(chǎn)量降低、生態(tài)景觀破壞,對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生較大負(fù)面影響;二是煤炭開采在高潛水位地區(qū)會(huì)形成采煤塌陷積水區(qū),通過造成地表水資源污染、地下水資源破壞等對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生脅迫作用[8],從而影響生態(tài)系統(tǒng)服務(wù);三是煤炭開采、加工、燃燒過程中排放大量工業(yè)廢氣,引起煤煙型大氣污染等對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生脅迫作用,從而對(duì)區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)造成一定影響[9-10].

以上研究為分析煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用提供了良好的借鑒,同時(shí)本課題組關(guān)于煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的前期研究業(yè)已證明了脅迫閾值的存在性,以及煤炭開采對(duì)土地、水、大氣的脅迫閾值出現(xiàn)的時(shí)點(diǎn),這些研究發(fā)現(xiàn)為本文提供了較好的鋪墊[11],本研究的創(chuàng)新之處主要在于通過脅迫閾值回歸進(jìn)一步厘清煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用在閾值點(diǎn)前后的差異:一是閾值點(diǎn)前后不同脅迫因子對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的差異;二是閾值點(diǎn)前后生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對(duì)煤炭開采脅迫作用反應(yīng)程度的差異;三是閾值點(diǎn)前后煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用總體情況的差異,進(jìn)而更深入地揭示煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的非線性特征.鑒于此,本文擬遴選煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的關(guān)鍵脅迫因子作為自變量向量,據(jù)此構(gòu)建煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫閾值模型,以我國高潛水位煤炭資源型城市淮北市為研究對(duì)象,求解煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫閾值,深入分析煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的非線性特征,并揭示煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用時(shí)序變化規(guī)律,冀為保障煤炭資源型地區(qū)可持續(xù)發(fā)展提供決策參考.

圖1 煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用機(jī)理

1 研究區(qū)概況?研究方法

1.1 研究區(qū)概況

淮北市(116°23′E~117°03′E?33°16′N~34°14′N)位于安徽省北部,地處蘇魯豫皖四省交界,市域面積2741.4km2.淮北市煤炭儲(chǔ)量豐富,以井下開采為主,遠(yuǎn)景儲(chǔ)量350′108t,境內(nèi)分布24對(duì)大型現(xiàn)代化礦井,采煤區(qū)占全市總面積超過70%.淮北市目前已形成采煤塌陷地面積200km2,地表沉陷積水面積已達(dá)到31km2,且每年以3%~5%的速度增長.

1.2 研究方法

1.2.1 計(jì)量模型 閾值回歸模型是一種主要的非線性建模工具,以嚴(yán)格的統(tǒng)計(jì)推斷方法對(duì)閾值進(jìn)行參數(shù)估計(jì)與假設(shè)檢驗(yàn)[12].該模型用于探明系統(tǒng)將要發(fā)生狀態(tài)變化時(shí)的突變點(diǎn),并定量分析不同因素間非線性關(guān)系.考慮到煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用是非線性的,且脅迫作用超過閾值范圍時(shí),生態(tài)系統(tǒng)就會(huì)發(fā)生突變.鑒于此,根據(jù)前述煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的發(fā)生機(jī)理分析,本文參考Hansen[12]提出的閾值模型,遴選土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3大脅迫因子作為自變量向量,繼而建立煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫閾值模型為:

ESV=+1XI(q￡)+2XI(q>)+(1)

式中:ESV為生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值,是用經(jīng)濟(jì)法則對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)所做的估計(jì);是解釋變量,定義為=(LS,WS,AS)￠;LS為煤炭開采造成的土地破壞面積;WS為煤炭開采造成的地下水資源破壞量;AS為煤炭開采造成的大氣污染量;為常數(shù)項(xiàng),為解釋變量系數(shù);是隨機(jī)擾動(dòng)項(xiàng),且滿足(i.i.d)假定;(×)是以q為閾值變量;為閾值的示性函數(shù),當(dāng)它滿足括號(hào)中的條件時(shí)該函數(shù)為1,否則為0.

1.2.2 各變量的數(shù)據(jù)處理 (1)ESV.采用基于謝高地等[13]的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量因子法來測(cè)算淮北市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值,具體測(cè)算過程如下:①根據(jù)淮北市實(shí)際情況計(jì)算淮北市的生態(tài)服務(wù)單位價(jià)值系數(shù).參照淮北市1990~2016年糧食平均產(chǎn)量與國家發(fā)展和改革委員會(huì)公布的2016年稻谷最低收購價(jià),且考慮到在沒有人力資本投入的自然生態(tài)系統(tǒng)提供的經(jīng)濟(jì)價(jià)值是現(xiàn)有單位面積農(nóng)田提供的食物生產(chǎn)服務(wù)經(jīng)濟(jì)價(jià)值的1/7[14],本文計(jì)算得到淮北市單個(gè)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)當(dāng)量因子價(jià)值為1552.61元.②根據(jù)謝高地等[13]提出的“中國生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)服務(wù)價(jià)值當(dāng)量表”,結(jié)合淮北市單個(gè)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)當(dāng)量因子價(jià)值,得到淮北市生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)服務(wù)價(jià)值表如表1所示.

表1 淮北市生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)服務(wù)價(jià)值[元/(hm2·a)]

為了確定淮北市的各類生態(tài)系統(tǒng)面積及變化情況,依據(jù)有關(guān)前期研究成果[15],先采用Landsat TM的5期遙感圖像作為土地利用信息數(shù)據(jù)提取源(時(shí)間分別為1990年、2002年、2010年、2013年、2015年),經(jīng)過影像融合、幾何校正、圖像增強(qiáng)與拼接等處理后,通過人機(jī)交互目視解譯的方法,獲得相應(yīng)年份各土地利用類型的面積,并利用1990~2016年的統(tǒng)計(jì)年鑒數(shù)據(jù)(來自安徽統(tǒng)計(jì)年鑒、淮北統(tǒng)計(jì)年鑒、中國城市統(tǒng)計(jì)年鑒)以及其他資料處理得到1990~ 2016年淮北市各土地利用類型面積.最后,結(jié)合表1得到1990~2016年淮北市生態(tài)系統(tǒng)各項(xiàng)服務(wù)價(jià)值,如表2所示.

(2)LS.淮北市煤炭開采造成的土地破壞面積包括土地塌陷面積與煤炭開采廢棄物占地面積.淮北礦區(qū)位于平原,采用井工方法進(jìn)行地下開采并引發(fā)土地塌陷、煤炭開采廢棄物壓占土地問題.土地破壞面積具體測(cè)算思路分為兩個(gè)部分:①已有研究[16]顯示,淮北礦區(qū)每開采1×104t煤炭塌陷面積為0.33hm2,據(jù)此估算出淮北市相應(yīng)年份煤炭開采造成的土地塌陷面積;②據(jù)有關(guān)研究[17]測(cè)算,該地區(qū)每開采1×104t煤炭廢棄物平均占地面積為0.28hm2,進(jìn)而處理得到淮北市相應(yīng)年份煤炭開采造成的廢棄物占地面積.

(3)WS.淮北市煤炭開采造成的地下水資源破壞量具體測(cè)算思路是:參照相關(guān)研究成果[18],山西省每開采1t煤破壞的地下水量為2.48m3,即將2.48m3/t作為基準(zhǔn)量,依據(jù)淮北市單位面積地下水資源量與山西省單位面積地下水資源量之差,綜合考慮淮北市地下水資源模數(shù)分區(qū)和水生態(tài)環(huán)境,處理得到淮北市每開采1t煤破壞的地下水系數(shù)約為7.97m3/t.根據(jù)每年淮北市煤炭開采產(chǎn)量即可得到相應(yīng)年份煤炭開采對(duì)地下水資源的破壞量.

表2 1990~2016年淮北市生態(tài)系統(tǒng)各項(xiàng)服務(wù)價(jià)值(億元)

表3 各變量的描述性統(tǒng)計(jì)

(4)AS.淮北市煤炭開采造成的大氣污染量具體測(cè)算思路是:淮北市是典型煤炭資源型城市,大氣污染主要來自煤炭開采?加工?燃燒過程中排放的工業(yè)廢氣,根據(jù)每年淮北市工業(yè)廢氣排放量即可估算淮北市相應(yīng)年份煤炭開采造成的大氣污染量.煤炭開采產(chǎn)量?工業(yè)廢氣排放量等數(shù)據(jù)主要來源于《安徽統(tǒng)計(jì)年鑒》和《淮北統(tǒng)計(jì)年鑒》.根據(jù)上述各變量的數(shù)據(jù)處理方法,本文得到ESV?LS?WS?AS等4大變量的描述性統(tǒng)計(jì)如表3所示(注:在回歸過程中本文對(duì)ESV?LS?WS?AS4大變量均作自然對(duì)數(shù)處理.)

1.2.3 脅迫閾值回歸的基本思路 為了檢驗(yàn)煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)是否存在脅迫閾值,需要對(duì)模型的估計(jì)與假設(shè)檢驗(yàn)做分析[11],具體按如下步驟進(jìn)行:

步驟3:根據(jù)Hansen提出的理論方法,本文分別以土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3大脅迫因子作為閾值變量,檢驗(yàn)煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用是否存在脅迫閾值.

2 結(jié)果與討論

2.1 脅迫閾值回歸結(jié)果分析

由表4可知,該區(qū)域煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用存在顯著的閾值效應(yīng),其中,土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3大脅迫因子的脅迫閾值分別為1803.19hm2?33253.23×104t和888.81× 108m3.本文將脅迫因子值未超過閾值的年份定義為良性發(fā)展階段,將脅迫因子值超過閾值的年份定義為惡性變化階段,具體如表5所示.

表4 閾值檢驗(yàn)與估計(jì)結(jié)果

注:值采用Bootstrap反復(fù)抽樣5000次得到的結(jié)果.

表5 三大脅迫因子對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的不同脅迫階段

為了揭示煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用在閾值點(diǎn)前后的差異,闡明淮北市煤炭開采對(duì)該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用的非線性特征,對(duì)表5所述兩個(gè)不同的脅迫階段進(jìn)行回歸,回歸結(jié)果如表6?7所列.由表5、6、7可知,閾值點(diǎn)前后不同脅迫因子對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用具有顯著差異:①脅迫因子彈性系數(shù)方向不同.土地破壞?大氣污染的彈性系數(shù)一直為負(fù),地下水資源破壞彈性系數(shù)卻一直為正.以上說明淮北市煤炭開采通過土地破壞?大氣污染對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)造成持續(xù)的負(fù)向影響,引起礦區(qū)地表塌陷、煤炭廢棄物堆積、煤煙型大氣污染[19-20]等問題,使得區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值不斷下降.而煤炭開采通過地下水資源破壞最終引起生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的增加,這是因?yàn)榛幢笔袑儆诟邼撍坏貐^(qū),煤炭開采后形成采煤塌陷積水區(qū)并逐步演變成水域生態(tài)系統(tǒng)[21],而水域生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)服務(wù)價(jià)值是最高的(表1),這會(huì)引起區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的增加.此外,淮北市政府持續(xù)推進(jìn)采煤塌陷積水區(qū)治理工作,形成一批濕地公園?湖泊景觀,導(dǎo)致該水域生態(tài)系統(tǒng)的休閑娛樂?科研教育等服務(wù)價(jià)值增幅較大[22].以上正如李慧等[23]研究所發(fā)現(xiàn)的,兩淮礦區(qū)采煤沉陷后形成的水域生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)價(jià)值要大于沉陷前的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)價(jià)值.②脅迫因子彈性系數(shù)大小不同.相對(duì)于土地破壞?地下水資源破壞,大氣污染的彈性系數(shù)一直較小,這是因?yàn)槊禾块_采通過土地破壞?地下水資源破壞改變了礦區(qū)土地利用方式[19,22],對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)產(chǎn)生較大脅迫作用,盡管煤炭開采?加工?燃燒過程中排放的工業(yè)廢氣對(duì)大氣造成嚴(yán)重污染,但考慮到大氣污染的遷移擴(kuò)散[24],對(duì)淮北市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用相對(duì)較小.③脅迫因子閾值出現(xiàn)時(shí)點(diǎn)不盡相同.該地區(qū)煤炭開采造成的地下水資源破壞閾值出現(xiàn)時(shí)點(diǎn)為2010年,而煤炭開采造成的土地破壞、大氣污染閾值出現(xiàn)時(shí)點(diǎn)卻為2011年,這說明該地區(qū)煤炭開采所造成的土地破壞、大氣污染閾值出現(xiàn)時(shí)點(diǎn)具有滯后性.

表6 土地破壞、大氣污染閾值回歸結(jié)果

注:***、**、*分別表示在1%、5%及10%的顯著性水平上顯著,下表同.括號(hào)中的值為值.

進(jìn)一步看,閾值點(diǎn)前后生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對(duì)煤炭開采脅迫作用反應(yīng)程度具有顯著差異:相對(duì)于良性發(fā)展階段,惡性變化階段彈性系數(shù)急劇上升,這說明此階段生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)已出現(xiàn)惡化趨勢(shì),對(duì)煤炭開采脅迫作用的反應(yīng)更強(qiáng)烈[25].為進(jìn)一步揭示閾值點(diǎn)前后煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用總體情況的差異,筆者將表6?7的回歸結(jié)果予以簡單求和并發(fā)現(xiàn):無論是良性發(fā)展階段還是惡性變化階段,土地破壞、地下水資源破壞、大氣污染的彈性系數(shù)總和一直為負(fù),且惡性變化階段彈性系數(shù)總和的絕對(duì)值要高于良性發(fā)展階段,這說明淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)造成持續(xù)的負(fù)向影響,使得區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值不斷下降,且惡性變化階段的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對(duì)煤炭開采脅迫作用的反應(yīng)更強(qiáng)烈,這和上文分析一致.

表7 地下水資源破壞閾值回歸結(jié)果

2.2 煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用變化規(guī)律

為了更好地分析淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用時(shí)序變化規(guī)律,處理得到1990~2016年淮北市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值變化情況(圖2).由圖2可知:①淮北市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總體價(jià)值呈波動(dòng)下降趨勢(shì),即從1990年的36.2398×108元波動(dòng)下降到2016年的31.4997×108元,年均下降率為0.54%.根據(jù)筆者統(tǒng)計(jì),在1990~2016年間該區(qū)域耕地、未利用地面積減少分別為20787.3、9684.47hm2,林地、園地、水域、建設(shè)用地面積增加分別為232.6、1.74、1878.94、28558.48hm2.因此,從能夠提供正向價(jià)值的土地利用類型來看,增加的林地、園地、水域面積遠(yuǎn)小于耕地、未利用地總共減少的面積;從能夠?qū)е律鷳B(tài)系統(tǒng)服務(wù)受損的土地利用類型來看,建設(shè)用地面積大幅增加,而淮北市建設(shè)用地面積的大幅增加的深層原因是煤炭開采帶來的煤炭產(chǎn)業(yè)深化和相關(guān)產(chǎn)業(yè)集聚,以及人口集聚.正是以上正反兩方面因素導(dǎo)致了該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值減少[19].

②近30年來,淮北市煤炭開采對(duì)該區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用呈現(xiàn)顯著的階段性特征,其中1990~2009年間,由于該地區(qū)煤炭開采所造成的土地破壞、地下水資源破壞和大氣污染均未超出閾值范圍,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)仍處于良性發(fā)展階段,這期間生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值年均下降率為0.09%;但是2010年之后該地區(qū)煤炭開采所造成的地下水資源破壞超出閾值范圍,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)出現(xiàn)惡化趨勢(shì),生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值年均下降率達(dá)到1.93%.③盡管在2010年之后該地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)出現(xiàn)惡化趨勢(shì),但是2015年以來生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值年均下降率僅為1.54%,說明這一惡化趨勢(shì)有所減緩,這是因?yàn)榻陙砘幢笔写罅ν苿?dòng)煤炭資源型城市轉(zhuǎn)型崛起,持續(xù)推進(jìn)綠色礦山建設(shè),并加大生態(tài)治理力度,生態(tài)環(huán)境得到有效修復(fù),從而使得該地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)惡化趨勢(shì)有所減緩[26].

圖2 1990~2016年淮北市生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值變化

3 結(jié)論

3.1 淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用存在顯著的閾值效應(yīng),其中,土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染3大脅迫因子的脅迫閾值分別為1803.19hm2?33253.23×104t和888.81×108m3.若超過這一脅迫閾值范圍,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)將會(huì)發(fā)生質(zhì)變,從良性發(fā)展轉(zhuǎn)化為惡性變化.

3.2 淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用是非線性的,當(dāng)煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的脅迫作用超過脅迫閾值,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)對(duì)煤炭開采脅迫作用的反應(yīng)更強(qiáng)烈.其中,煤炭開采通過土地破壞?大氣污染對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)造成持續(xù)的負(fù)向影響,而煤炭開采通過地下水資源破壞最終引起生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值的增加.

3.3 1990~2016年淮北市煤炭開采對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)脅迫作用呈現(xiàn)顯著的階段性特征,其中,1990~ 2009年該地區(qū)煤炭開采所造成的土地破壞?地下水資源破壞?大氣污染均未超過閾值范圍,生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)運(yùn)行狀況良好;但是在2010年之后,由于該地區(qū)煤炭開采所造成的地下水資源破壞超出閾值范圍,從而導(dǎo)致該地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)出現(xiàn)惡化趨勢(shì),不過2015以來惡化趨勢(shì)有所減緩.

[1] Costanza R, D'arge R, Groot R D, et al. The value of the world's ecosystem services and natural capital [J]. World Environment, 1999, 387(1):3-15.

[2] 王紀(jì)偉,劉 康,甕耐義.關(guān)中地區(qū)人類活動(dòng)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)脅迫變化影響評(píng)估 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014,(11). Wang J W, Liu K, Weng N Y. Estimation of effects of human activities on ecosystem stress changes in Guanzhong region [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2014,(11).

[3] Bennet A, Radford J. Know your ecological thresholds [J]. Thinking Bush, 2003,2:3.

[4] Larsen S, Alp M. Ecological thresholds and riparian wetlands: an overview for environmental managers [J]. Limnology, 2015,16:1-9.

[5] 王行風(fēng),汪云甲.煤炭資源開發(fā)的生態(tài)環(huán)境累積效應(yīng) [J]. 中國礦業(yè), 2010,19(11):70-72.Wang X G, Wang Y J. Ecological environment cumulative effects of coal exploitation in coal mining area [J]. China Mining Magazine, 2010,19(11):70-72.

[6] 王宏英,葛維奇,曹海霞.中國生態(tài)環(huán)境可承載的煤炭產(chǎn)能研究 [J]. 中國煤炭, 2011,37(3):10-14.Wang H Y, Ge W Q, Cao H X. Study on coal production capacity concordant to the ecological environment in China [J]. China Coal, 2011,37(3):10-14.

[7] Zhang X, Yu H, Dong J, et al. A physical and numerical model-based research on the subsidence features of overlying strata caused by coal mining in Henan, China [J]. Environmental Earth Sciences, 2017, 76(20):705.

[8] Reza S K, Baruah U, Singh S K, et al. Geostatistical and multivariate analysis of soil heavy metal contamination near coal mining area, northeastern India [J]. Environmental Earth Sciences, 2015,73(9): 5425-5433.

[9] 梁俊寧,陳 潔,盧立棟,等.煤化工行業(yè)氮氧化物排放系數(shù)研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(4): 862-868. Liang J N, Chen J, Lu L D, et al. Nitrogen oxides emission coefficient of coal chemical industry [J]. China Environmental Science, 2014, 34(4):862-868.

[10] 張銀曉,盧春穎,張 劍,等.民用燃煤排放細(xì)顆粒中金屬元素排放特征及單顆粒分析 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(9):3273-3279. Zhang Y X, Lu C Y, Zhang J, et al. Emission characteristics and individual particle analysis of metals in fine particles emitted from residential coal burning [J]. China Environmental Science, 2018,38(9): 3273-3279.

[11] 趙德余.人口、資源與環(huán)境政策 [M]. 上海:上海人民出版社, 2019: 97-110. Zhao D Y. Population, resources and environmental policy [M]. Shanghai: Shanghai People's Publishing House, 2019:97-110.

[12] Hansen B E. Sample splitting and threshold estimation [J]. Econometrica, 2000,68:575-603.

[13] 謝高地,甄 霖,魯春霞,等.一個(gè)基于專家知識(shí)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值化方法 [J]. 自然資源學(xué)報(bào), 2008,23(5):911-919.Xie G D, Zhen L, Lu C X, et al. Expert knowledge based valuation method of ecosystem services in China [J]. Journal of Natural Resources, 2008,23(5):911-919.

[14] 南 箔,楊子寒,畢 旭,等.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價(jià)值與人類活動(dòng)的時(shí)空關(guān)聯(lián)分析——以長江中游華陽河湖群地區(qū)為例 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(9):3531-3541. Nan B, Yang Z H, Bi X, et al. Spatial-temporal correlation analysis of ecosystem services value and human activities-a case study of Huayang lakes area in the middle reaches of Yangtze River [J]. China Environmental Science, 2018,38(9):3531-3541.

[15] Wan L, Ye X, Lee J, et al. Effects of urbanization on ecosystem service values in a mineral resource-based city [J]. Habitat International, 2015,46:54-63.

[16] 方創(chuàng)琳,毛漢英.兗滕兩淮地區(qū)采煤塌陷地的動(dòng)態(tài)演變規(guī)律與綜合整治 [J]. 地理學(xué)報(bào), 1998,(1):25-32.Fang C L, Mao H Y. The negative effects, evolutionary patterns and comprehensive management of coal mining areas in Yanteng Lianghuai region [J]. Acta Geographica Sinica, 1998,(1):25-32.

[17] 徐良驥.兩淮礦區(qū)土地復(fù)墾技術(shù)與復(fù)墾土壤安全性評(píng)價(jià)研究[C]//中國煤炭學(xué)會(huì)煤礦土地復(fù)墾與生態(tài)修復(fù)專業(yè)委員會(huì).中國煤炭學(xué)會(huì)煤礦土地復(fù)墾與生態(tài)修復(fù)專業(yè)委員會(huì)第二屆學(xué)術(shù)研討會(huì)暨2013中國礦區(qū)土地復(fù)墾與生態(tài)修復(fù)論壇論文集.北京:中國煤炭學(xué)會(huì), 2013:42-43.Xu L J. Land reclamation technology and safety evaluation of reclaimed soil in Lianghuai Mining Area[C]//The Professional Committee of China Coal Society on Land Reclamation and Ecological Restoration of Mining Area.The Second Academic Symposium of the Professional Committee of China Coal Society on Land Reclamation and Ecological Restoration of Mining Area and The Forum on Land Reclamation and Ecological Restoration of China Mining Area in 2013.Beijing: China Coal Society, 2013:42-43.

[18] 劉 曄.山西采煤對(duì)水資源破壞影響的評(píng)價(jià)分析 [J]. 山西煤炭,2008,28(2):1-3.Liu Y. Evaluation analysis on the damage of Shanxi coal mining to water resources [J]. Shanxi Coal, 2008,28(2):1-3.

[19] 趙 丹,李 鋒,王如松.城市土地利用變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的影響——以淮北市為例 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2013,33(8):2343-2349.Zhao D, Li F, Wang R S. Effects of land use change on ecosystem service value: a case study in Huaibei city [J]. Acta Ecologica Sinica, 2013,33(8):2343-2349.

[20] 趙東陽,靳雅娜,張世秋.燃煤電廠污染減排成本有效性分析及超低排放政策討論 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(9):2841-2848. Zhao D Y, Jin Y N, Zhang S Q. Cost-effectiveness analysis of pollution emission reduction measures and ultra-low emission policies for coal-fired power plants [J]. China Environmental Science, 2016, 36(9):2841-2848.

[21] 易齊濤,徐 鑫,曲喜杰,等.兩淮采煤沉陷積水區(qū)水體初級(jí)生產(chǎn)特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(8):2101-2110. Yi Q T, Xu X, Qu X J, et al. Characterization of primary productivity in the aquatic zones around the Huainan and Huaibei coalmine subsidence areas [J]. China Environmental Sciencece, 2014,34(8): 2101-2110.

[22] 付艷華,胡振琪,肖 武,等.高潛水位煤礦區(qū)采煤沉陷濕地及其生態(tài)治理 [J]. 濕地科學(xué), 2016,14(5):671-676.Fu Y H, Hu Z Q, Xiao W, et al. Subsidence Wetlands in Coal Mining Areas with High Water Level and Their Ecological Restoration [J]. Wetland Science, 2016,14(5):671-676.

[23] 李 慧,易齊濤,章 磊,等.采煤沉陷區(qū)農(nóng)田-水域生態(tài)系統(tǒng)變化前后服務(wù)價(jià)值評(píng)估 [J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2015,38(6):354-361.Li H, Yi Q T, Zhang L, et al. Evaluation of ecological service value from agricultural ecosystem to aquatic ecosystem around Huainan and Huaibei Coalmine subsidence areas [J]. Environmental Science & Technology, 2015,38(6):354-361.

[24] Wang Y, Lou S, Wu Y, et al. Robust unit commitment and dispatch considering with atmospheric pollutant concentration constraints [C]// The Power & Energy Society. 2018 IEEE Power & Energy Society General Meeting (PESGM). Piscataway: IEEE PES, 2018:1-5.

[25] 徐占軍,馮俊芳,程 盼,等.煤礦區(qū)生態(tài)儲(chǔ)存估算及其對(duì)土地利用的綜合響應(yīng)評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2018,34(12):258-266.Xu Z, Feng J F, Cheng P, et al. Estimatioin of ecological storage and its comprehensive response evaluation to land use transformation in coal mining area [J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2018,34(12):258-266.

[26] 王立龍.淮北煤礦塌陷區(qū)濕地生態(tài)環(huán)境營建及旅游產(chǎn)品開發(fā) [J].濕地科學(xué)與管理,2015,11(2):20-22.Wang L L. Wetland ecological environment construction and tourism development in the subsidence area of coal mines in Huaibei [J]. Wetland Science & Management, 2015,11(2):20-22.

Stress threshold of ecosystem service affected by coal mining in Huaibei City.

WAN Lun-lai, LI Kang-wei, NA Ren*, YANG Jun

(School of Economics, Hefei University of Technology, Hefei 230002, China)., 2019,39(10)：4473~4480

This paper aimed to reveal the threshold effect of coal mining on ecosystem services in coal resource-based cities. Based on the stress threshold model of ecosystem services affected by coal mining, the stress threshold in Huaibei City was estimated from three perspectives of land destruction, groundwater resource destruction and air pollution to explore the temporal variation of stress effect of ecosystem service from 1990 to 2016. Results showed that coal mining had significant threshold effect on ecosystem service in Huaibei City, and the stress thresholds of land destruction, groundwater resource destruction and air pollution were 1803.19 hectares, 332.5323 million tons and 888.81 billion standard cubic meters, respectively. Meanwhile, the stress effect showed stage characteristics, during 1990~2009, ecosystem service was in good condition and none of the above three thresholds were exceeded; after 2010, groundwater resource of the region was affected by coal mining which exceeded the corresponding threshold and caused the degradation of ecosystem services. Fortunately, the worsening trend had slowed down since 2015. Therefore, this region must accelerate the construction of green mining areas, and strengthen the ecological management, and strive to prevent the stress effect of coal mining from exceeding the corresponding threshold to ensure the coordinated and sustainable development of economic growth and ecological environment.

coal mining；ecosystem service；stress effect；threshold model；Huaibei City

X321

A

1000-6923(2019)10-4473-08

萬倫來(1963-),男,安徽合肥人,教授,博士,主要從事區(qū)域資源環(huán)境經(jīng)濟(jì)研究.發(fā)表論文100余篇.

2019-03-04

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(71573070)

* 責(zé)任作者, 副教授, narennm@163.com