基于生態(tài)產(chǎn)品價值視角的礦區(qū)植被恢復成效評估：以神東礦區(qū)為例

周甲男，馬 蘇，鄭穎娟，劉 洋，劉軍會

中國環(huán)境科學研究院環(huán)境信息研究所，北京 100012

礦區(qū)作為人類干擾活動最劇烈的地區(qū)之一，其開采活動直接影響了自然空間的生態(tài)本底與環(huán)境結(jié)構(gòu)，對生態(tài)環(huán)境造成了極大損害[1-4].礦產(chǎn)資源開發(fā)與生態(tài)環(huán)境保護的矛盾已成為全球社會經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展面臨的重大挑戰(zhàn)之一.根據(jù)《全國重要生態(tài)系統(tǒng)保護和修復重大工程規(guī)劃(2021-2035 年)》，礦山生態(tài)修復被列入當前和今后一段時期我國重要生態(tài)系統(tǒng)保護和修復重大工程實施范疇.恢復和重建退化生態(tài)系統(tǒng)迫在眉睫[5].植被恢復通過構(gòu)建初始植被，促進土壤結(jié)構(gòu)和肥力恢復，從而促進整個生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的恢復，是修復礦區(qū)受損生態(tài)系統(tǒng)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(qū)植被恢復實踐[8-11].然而部分地區(qū)仍存在“重手段輕效益”“重局部輕區(qū)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(qū)生態(tài)系統(tǒng)改善成效已成為研究熱點.

我國目前對礦區(qū)植被恢復效果評估研究尚不夠系統(tǒng)[9]，評估的焦點多集中在植被結(jié)構(gòu)、植被覆蓋等[14-16].然而，復綠并不等于生態(tài)修復，僅重建生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)而忽略生態(tài)系統(tǒng)功能勢必會造成生態(tài)恢復效益低下[11,17].高吉喜等[9]基于對國內(nèi)一系列重大生態(tài)恢復工程的研究，提出提升生態(tài)功能和生態(tài)產(chǎn)品價值是生態(tài)修復的目標導向.2021 年，中辦、國辦印發(fā)的《關(guān)于建立健全生態(tài)產(chǎn)品價值實現(xiàn)機制的意見》要求建立生態(tài)產(chǎn)品價值評價機制，適時評估各地生態(tài)保護成效和生態(tài)產(chǎn)品價值.生態(tài)產(chǎn)品價值是指生態(tài)系統(tǒng)在生物生產(chǎn)與人類勞動共同作用下為人類福祉提供的最終產(chǎn)品或服務的價值，與生態(tài)系統(tǒng)提供的供給、調(diào)節(jié)、文化服務等功能息息相關(guān)[18].生態(tài)產(chǎn)品價值體現(xiàn)在多方面，主要是謀求生態(tài)、社會、經(jīng)濟三大類效益的統(tǒng)一[19].而植被恢復的目標一定程度上即是實現(xiàn)生態(tài)效益、經(jīng)濟效益與社會效益的平衡與最大化[20].因此，從生態(tài)產(chǎn)品價值角度對礦區(qū)植被恢復進行定量評估能夠系統(tǒng)反映植被恢復的實際成效，不僅對于礦區(qū)生態(tài)環(huán)境可持續(xù)管理決策具有重要意義，還能夠為礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值實現(xiàn)提供基礎數(shù)據(jù)與技術(shù)支撐[21].

神東煤礦是我國最大的煤炭生產(chǎn)基地，被譽為世界七大煤田之一[22].1985 年煤礦投產(chǎn)初期，礦區(qū)被大面積沙漠覆蓋，植被覆蓋率僅3%～11%，生態(tài)環(huán)境極其脆弱[23-24].與傳統(tǒng)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(xù)開展生態(tài)恢復工程，根據(jù)不同區(qū)域原生環(huán)境特點構(gòu)建不同植被恢復模式，改善了原生生態(tài)環(huán)境，在該地開展植被恢復成效評估研究對于探索礦產(chǎn)資源開發(fā)與環(huán)境保護協(xié)調(diào)發(fā)展具有重要意義.目前有關(guān)神東礦區(qū)植被恢復的研究主要關(guān)注植被覆蓋度動態(tài)變化、群落分析、土壤肥力等[26-29]，尚缺乏基于生態(tài)產(chǎn)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(qū)投產(chǎn)初期(1990 年)和近年(2018 年)兩個時間段的遙感數(shù)據(jù)、野外實地調(diào)查數(shù)據(jù)和社會經(jīng)濟統(tǒng)計數(shù)據(jù)，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(tài)系統(tǒng)質(zhì)量調(diào)整系數(shù)[34]用以區(qū)分同類生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部差異，構(gòu)建區(qū)域生態(tài)產(chǎn)品價值評估模型，評估神東礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值及時空變化特征，從生態(tài)產(chǎn)品價值視角定量揭示礦區(qū)植被恢復效益，以期為神東礦區(qū)及時發(fā)現(xiàn)植被恢復過程中的不適宜活動和實施可持續(xù)管理提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

神東礦區(qū)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(nèi)蒙古自治區(qū)鄂爾多斯市交界處，范圍覆蓋神東煤炭集團10 個礦區(qū)，地理位置109°51′E～110°46′E、38°52′N～39°41′N，總面積約779 km2.該區(qū)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(nèi)、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(qū)屬黃土高原丘陵溝壑區(qū)，溝壑密集，地形破碎，為典型的生態(tài)脆弱區(qū)[22].

神東煤炭自1985 年投產(chǎn)初期開展植被恢復至今，針對礦區(qū)風沙頻繁、水土流失嚴重等特點，在植被恢復初期采取網(wǎng)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(jù)不同區(qū)域立地條件構(gòu)建不同植被恢復模式.神東礦區(qū)的植被恢復模式可劃分為經(jīng)濟林模式、生態(tài)林模式、光伏灌草模式以及風沙防治模式(見圖1).其中，經(jīng)濟林模式以栽培沙棘、大果沙棘等經(jīng)濟作物為主，根據(jù)環(huán)境條件和生態(tài)功能要求輔以少量喬木、灌木和草本，范圍涉及礦區(qū)東側(cè)的石圪臺煤礦、哈拉溝煤礦和大柳塔煤礦；生態(tài)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(qū)西側(cè)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(jīng)濟灌木，在光伏產(chǎn)業(yè)周圍立地條件較好的地區(qū)種植樟子松、油松并配以果樹等喬木構(gòu)建防風固沙生態(tài)帶，范圍涉及礦區(qū)西側(cè)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(qū)東側(cè)北部的烏蘭木倫煤礦和柳塔煤礦.

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

1.2 數(shù)據(jù)來源與處理

植被指數(shù)NDVI：①美國NASA 衛(wèi)星中心的MODIS植被指數(shù)產(chǎn)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(shù)據(jù)，分辨率為8 km.由于MODIS植被指數(shù)產(chǎn)品時間序列最早到2000 年，為了盡可能準確地反映1990 年生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部的質(zhì)量差異，使用目前時間范圍最長的GIMMS NDVI 數(shù)據(jù)來計算1990年的生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量調(diào)整系數(shù).

生態(tài)系統(tǒng)類型：采用覆蓋研究區(qū)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(tài)環(huán)境部全國生態(tài)狀況調(diào)查評估采用的土地覆被分類系統(tǒng)，并結(jié)合礦區(qū)實際生態(tài)系統(tǒng)特點，將礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)類型劃分為農(nóng)田、林地、灌木、草地、水域、荒漠、城鎮(zhèn).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(jié)合野外實地調(diào)查數(shù)據(jù)和高清遙感影像圖對數(shù)據(jù)進行人機交互解譯，獲得兩個時間段的生態(tài)系統(tǒng)類型數(shù)據(jù).1990 年、2018 年神東礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)類型如圖2 所示.

圖2 1990—2018 年神東礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)類型變化Fig.2 Change in ecosystem types in the Shendong mining area from 1990 to 2018

氣象數(shù)據(jù)：來源于《神東地區(qū)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(qū)未開展氣象監(jiān)測，因此使用2008-2018 年的年均值來代表該地區(qū)氣象狀況.

統(tǒng)計資料：作物種植及產(chǎn)量、產(chǎn)值等數(shù)據(jù)來源于對礦區(qū)的實地調(diào)查和資料收集，統(tǒng)計數(shù)據(jù)時段截至2018 年.

1.3 研究方法

1.3.1 生態(tài)產(chǎn)品價值分類

結(jié)合礦區(qū)實際生態(tài)環(huán)境狀況，參照生態(tài)系統(tǒng)服務價值化方法[30]，將生態(tài)產(chǎn)品按照其所提供的服務類型分為供給服務、調(diào)節(jié)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(chǎn)、原料生產(chǎn)、水資源供給，調(diào)節(jié)服務包括氣體調(diào)節(jié)、氣候調(diào)節(jié)、凈化環(huán)境、水文調(diào)節(jié)，支持服務包括土壤保持、維持養(yǎng)分循環(huán)、生物多樣性，文化服務包括美學景觀.

1.3.2 生態(tài)產(chǎn)品價值測算模型

基于謝高地等[30]提出的全國各類生態(tài)系統(tǒng)單位面積價值當量表，通過生態(tài)產(chǎn)品價值動態(tài)修正和嵌套修正，以核算每種類型生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值；在此基礎上引入生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量調(diào)整系數(shù)[34]，以象元為單位對同一生態(tài)系統(tǒng)類型內(nèi)部的生態(tài)產(chǎn)品價值進行調(diào)整，最終構(gòu)建生態(tài)產(chǎn)品價值總量模型.

生態(tài)產(chǎn)品價值總量(V)可表示為

式中：c=1，2，3，…，m，表示生態(tài)系統(tǒng)的類型；i=1，2，3，…，n，表示一定區(qū)域內(nèi)第c類生態(tài)系統(tǒng)在空間上分布的象元數(shù)；Ri表示i象元的生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量調(diào)整系數(shù)，由生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量狀況決定；Vc表示第c類生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)產(chǎn)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(tài)系統(tǒng)質(zhì)量狀況的生態(tài)參數(shù)，對于任一象元，其計算公式為

式中，fmean為區(qū)域內(nèi)第c類生態(tài)系統(tǒng)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(jù)礦區(qū)實際情況引入異質(zhì)性系數(shù)、降水調(diào)節(jié)因子進行動態(tài)修正，其公式為

式中：k=1，2，3，…，l為生態(tài)產(chǎn)品類型，其中k=1 和k=2 分別為水資源供給和水文調(diào)節(jié)兩種與降水有關(guān)的生態(tài)產(chǎn)品類型；Fc,k為第c類生態(tài)系統(tǒng)的第k種生態(tài)產(chǎn)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(tài)產(chǎn)品價值量[30]；Q為異質(zhì)性系數(shù)，用來進行空間異質(zhì)修正；P為降水調(diào)節(jié)因子.其中降水調(diào)節(jié)因子和異質(zhì)性系數(shù)的計算方式如下：

式中：Wi為研究區(qū)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(qū)單位面積糧食產(chǎn)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(chǎn)量計算；G為全國單位面積糧食產(chǎn)量，kg/hm2.

由于神東礦區(qū)在生態(tài)修復過程中種植了大面積沙棘、大果沙棘灌木經(jīng)濟林，導致種植經(jīng)濟灌木地區(qū)的灌木生態(tài)系統(tǒng)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(jīng)濟林區(qū)域的灌木生態(tài)產(chǎn)品價值量進行修正.使用Vt表示種植經(jīng)濟林的灌木生態(tài)系統(tǒng)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(chǎn)值，元/km2；A為種植面積，km2.

1.3.3 敏感性指數(shù)驗證

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

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

2 結(jié)果與分析

2.1 神東礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值總體變化特征

數(shù)量上，神東礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)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(tài)產(chǎn)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(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值增加區(qū)域面積占比為65.35%，其中單位面積增幅較大區(qū)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(qū)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(tài)產(chǎn)品價值基本不變區(qū)域面積占比為1.75%，主要分布在大柳塔礦區(qū)西南邊緣的烏蘭木倫河沿岸.生態(tài)產(chǎn)品價值減少區(qū)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(qū)以及烏蘭木倫河沿岸(見圖3).調(diào)查發(fā)現(xiàn)，烏蘭木倫河沿岸是當?shù)氐V區(qū)主要人口和經(jīng)濟集聚區(qū)，煤炭產(chǎn)業(yè)快速發(fā)展帶動了沿岸人口增加和城鎮(zhèn)快速擴張，生態(tài)產(chǎn)品價值持續(xù)下降.另外，由于礦區(qū)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(qū)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(qū)生態(tài)產(chǎn)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(tài)產(chǎn)品價值變化特征

1990-2018 年，神東礦區(qū)各服務類型生態(tài)產(chǎn)品價值均有所增加(見表1)，按增量由大到小排序依次為調(diào)節(jié)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(qū)不同服務類型生態(tài)產(chǎn)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(qū)各小類服務類型價值量均表現(xiàn)為增加趨勢(見圖4)，按增量由大到小排序依次為食物生產(chǎn)、氣候調(diào)節(jié)、水文調(diào)節(jié)、土壤保持、生物多樣性維持、氣體調(diào)節(jié)、凈化環(huán)境、美學景觀、原料生產(chǎn)、水資源供給和維持養(yǎng)分循環(huán)，其中食物生產(chǎn)類產(chǎn)品價值增量最高，為1.62×108元，其次為氣候調(diào)節(jié)、水文調(diào)節(jié)和土壤保持類產(chǎn)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(chǎn)類的增長率達764.38%，遠高于其他各小類服務類型.礦區(qū)食物生產(chǎn)類產(chǎn)品價值主要由經(jīng)濟灌木沙棘、大果沙棘貢獻，經(jīng)濟灌木的大范圍種植使得該類產(chǎn)品價值快速提升.

圖4 神東礦區(qū)1990—2018 年不同服務類型生態(tài)產(chǎn)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(tài)產(chǎn)品價值特征

經(jīng)濟林模式2018 年單位面積生態(tài)產(chǎn)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(diào)節(jié)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(qū)栽植沙棘等適應干旱脆弱區(qū)環(huán)境的經(jīng)濟灌木，起到增強土壤保持和養(yǎng)分循環(huán)、改善區(qū)域氣候和環(huán)境的功能，同時帶來大量經(jīng)濟價值，4 種生態(tài)系統(tǒng)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(tài)產(chǎn)品價值在4 種模式中最高.

圖5 1990 年和2018 年神東礦區(qū)不同恢復模式下生態(tài)產(chǎn)品價值結(jié)構(gòu)Fig.5 Structure of ecosystem product value in the Shendong mining area in 1990 and 2018

生態(tài)林模式2018 年單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值為171.70×104元/km2，其中調(diào)節(jié)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(diào)節(jié)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(jié)構(gòu)相對較完善，物種多樣性高，能夠提供較高的防風固沙、調(diào)節(jié)區(qū)域氣候和水源涵養(yǎng)等服務，具備生態(tài)效益的服務價值提升較高.但未栽培經(jīng)濟作物，具備經(jīng)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(tài)產(chǎn)品價值為182.47×104元/km2，其中調(diào)節(jié)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(diào)節(jié)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(chǎn)業(yè)周邊種植防風固沙生態(tài)帶，同時利用光伏板下和板間的空間栽種經(jīng)濟作物和牧草，在加強生態(tài)防護和調(diào)節(jié)功能的同時增加經(jīng)濟收益，具備生態(tài)效益的服務價值和具備經(jīng)濟效益的服務價值均有所提升，在一定程度上實現(xiàn)了光伏產(chǎn)業(yè)發(fā)展和生態(tài)系統(tǒng)服務穩(wěn)步提升的協(xié)同共贏.

風沙防治模式2018 年單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值為166.74×104元/km2，其中調(diào)節(jié)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(diào)節(jié)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(huán)境被荒漠大面積覆蓋，生態(tài)產(chǎn)品本底價值低.通過栽植能夠快速適應荒漠干旱環(huán)境的固沙灌木，實現(xiàn)快速固沙、增加植被覆蓋，顯著提升調(diào)節(jié)服務和支持服務.因此區(qū)域生態(tài)效益提升顯著.但受限于原生環(huán)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(tài)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(tài)產(chǎn)品價值量排序為經(jīng)濟林模式＞光伏灌草模式＞生態(tài)林模式＞風沙防治模式.30 年來，單位面積生態(tài)價值增量自高到低排序依次為經(jīng)濟林模式、風沙防治模式、光伏灌草模式和生態(tài)林模式.總體來說，近30年來神東礦區(qū)的生態(tài)恢復成效較好，4 種恢復模式下單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值均呈增加趨勢.可見，在干旱半干旱礦區(qū)開展植被恢復應充分考慮區(qū)域原生環(huán)境，在保障生態(tài)功能穩(wěn)定發(fā)揮的基礎上，因地制宜適度種植經(jīng)濟林可以有效提升生態(tài)系統(tǒng)服務和經(jīng)濟價值.

2.4 敏感性分析

神東礦區(qū)不同生態(tài)產(chǎn)品價值敏感性指數(shù)如表2所示.1990 年各生態(tài)系統(tǒng)類型生態(tài)產(chǎn)品價值敏感性指數(shù)范圍在0.04～0.40 之間，其中草原類型敏感性指數(shù)較高，為0.4，這與草原在礦區(qū)面積分布較大有關(guān).2018 年，各生態(tài)系統(tǒng)類型敏感性指數(shù)范圍為0～0.40，灌木類型相對較高，這與2018 年灌木在生態(tài)恢復實施后較高的單位面積價值和較大的面積有關(guān).研究時間段內(nèi)所有生態(tài)系統(tǒng)類型敏感性指數(shù)均小于1，表明研究區(qū)內(nèi)生態(tài)產(chǎn)品價值缺乏彈性，研究結(jié)果基本可信.

表2 神東礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值敏感性指數(shù)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(tài)系統(tǒng)服務價值變化，引入了生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量調(diào)整系數(shù)，考慮了生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部質(zhì)量差異，這種方法克服了傳統(tǒng)估算方法以點代面的缺點，能夠更加客觀地反映礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值及其空間分布的狀況[34]；同時，考慮神東礦區(qū)栽培有灌木經(jīng)濟林，對種植經(jīng)濟林地區(qū)的灌木類型產(chǎn)品價值進行了修正，使結(jié)果最大限度地貼近礦區(qū)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(tài)產(chǎn)品價值量估算的研究結(jié)果對比發(fā)現(xiàn)，神東礦區(qū)單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值(203.12×104元/km2)高于黃土高原(151.46×104元/km2)及內(nèi)蒙古自治區(qū)(154.59×104元/km2)的平均值，在周邊同類地區(qū)處于較高水平[30,35].這也與礦區(qū)及周邊地區(qū)植被覆蓋相關(guān)研究的結(jié)果一致，神東礦區(qū)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(qū)生態(tài)產(chǎn)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(tài)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(jīng)濟效益和生態(tài)效益的灌木林的大面積栽植也大幅提升了礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值.

生態(tài)產(chǎn)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(diào)研數(shù)據(jù)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(chǎn)和降水相關(guān)服務類型的修正，但研究中涉及的經(jīng)濟參數(shù)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(tài)系統(tǒng)功能指標仍難以準確量化，對核算結(jié)果會產(chǎn)生一定影響；同時，遙感測量本身存在精度問題，為提高產(chǎn)品價值估算的準確性，該研究引入以植被參數(shù)為基礎的生態(tài)質(zhì)量調(diào)整系數(shù)，植被參數(shù)產(chǎn)品數(shù)據(jù)的精度決定了生態(tài)質(zhì)量調(diào)整的精度，未來可使用高分辨率遙感影像結(jié)合多源數(shù)據(jù)融合算法獲取更高精度的植被參數(shù)數(shù)據(jù).

該研究所估算的生態(tài)產(chǎn)品價值為潛在生態(tài)產(chǎn)品價值，要使礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品價值得到最終實現(xiàn)還需探索合適的轉(zhuǎn)化路徑，在神東礦區(qū)可采用生態(tài)產(chǎn)品市場化、生態(tài)補償以及發(fā)展生態(tài)旅游等途徑推進生態(tài)產(chǎn)品價值轉(zhuǎn)化，進一步提升植被恢復成效.

4 結(jié)論

a) 從整體上看，神東礦區(qū)植被恢復后生態(tài)產(chǎn)品價值大幅提升，在同類地區(qū)處于較高水平.1990-2018 年神東礦區(qū)生態(tài)產(chǎn)品總價值增加了6.57×108元，單位面積生態(tài)產(chǎn)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(qū)域占65.35%，主要位于礦區(qū)東部以及西部大部分地區(qū)，價值量減少區(qū)域占33.32%，主要位于烏蘭木倫河沿岸及礦區(qū)西部邊緣地區(qū).

b) 從不同服務類型看，研究區(qū)各類生態(tài)產(chǎn)品價值快速增長，不同類型增長差異明顯.生態(tài)產(chǎn)品價值增量自高到低排序依次為調(diào)節(jié)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(jīng)濟灌木種植顯著提升了礦區(qū)供給服務中的食物生產(chǎn)類產(chǎn)品價值，在小類服務中食物生產(chǎn)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(tài)產(chǎn)品價值自高到低排序依次為經(jīng)濟林模式(291.31×104元/km2)、光伏灌草模式(182.47×104元/km2)、生態(tài)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(tài)產(chǎn)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(jīng)濟林模式主要種植沙棘、大果沙棘等經(jīng)濟灌木，兼具供給服務、調(diào)節(jié)服務、支持服務和文化服務，單位面積生態(tài)產(chǎn)品價值最高且增加最多；光伏灌草模式和生態(tài)林模式主要種植喬木、灌木，調(diào)節(jié)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(diào)節(jié)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(tài)產(chǎn)品價值增加較多.