矿区生态系统是在矿区范围内自然环境系统和以矿产资源开发利用为主导的社会环境系统相互作用而形成的复合生态系统^[1],其演变是一个由低到高的过程,一般经历原始型、掠夺型、协调型这3种状态^[2]。在露天煤矿区,由于受到大规模矿产资源开发活动的剧烈扰动,区域内土壤和植被遭到破坏、水热结构发生改变、生态环境受到污染,整个生态系统处于极度破损的状态^[3]。开展有关露天煤矿区生态系统演变的研究,有助于深入了解该区域内各种生态过程及其相互关系^[4],准确认识矿业活动对本地生态系统结构和功能的干扰效应^[5],把握不同资源开发阶段矿区生态环境存在的问题及原因^[6],为矿区土地复垦和生态重建工作提供指导。

露天煤矿区是一个特殊的土地利用研究单元,矿产资源开采过程中伴随的土地挖损、压占、占用等剧烈扰动使本区土地景观格局发生剧烈变化^[7]。由于土地利用类型与生态系统类型具有很高的匹配度^[8],土地利用变化将改变生态系统类型、格局和过程,并最终影响区域生态系统服务功能^[9-12]。因此,通过土地利用变化反映生态系统的发展过程为生态系统演变研究提供了切实可行的思路^[13-14]。从研究成果来看,主要集中在定量表达土地利用结构改变引起的生态系统服务变化这一方面^[15-21]。从研究思路来看,多以分析区域土地利用结构变化为基础、以Costanza等^[22]和谢高地等^[23]对生态系统服务价值的估算成果为依据,或直接测算、或修正后估算研究区生态系统服务价值。同样以生态系统服务价值理论为研究基础,张建军等则提出“生态储存估算模型”以表达生态系统服务价值的静态状况、动态变化、以及未来转换的可能性,并以矿业城市为例进行应用研究^[8]。本文尝试将该模型运用到平朔特大型露天煤矿区,以反映矿区生态系统服务价值的演变情况。从研究对象来看,总体以大尺度区域生态系统为主^[24-26],尤以全球与国家尺度为甚^[27];少部分为农田、森林等生态子系统^[28-29],类似矿区尺度的研究较为少见。

平朔矿区是中国大型的露采煤炭基地之一,地处黄土高原晋陕蒙接壤的“黑三角”地带,煤炭储量丰富^[30];矿区内原地貌、损毁地、复垦地并存,土地利用景观格局朝着复杂化和多样化发展^[31];矿区采用我国自主设计的露井联采工艺,生产与开发的现代化程度较高^[32];煤炭资源开采带动当地经济模式多样化发展^[33]。可见,平朔矿区不仅属于典型的半自然半人工生态系统,也是中国中西部露天煤矿区生态系统的缩影。有关平朔矿区生态系统演变及服务价值的研究具有一定的代表性和示范性。本文立足土地利用变化分析近30年来平朔矿区生态系统的演变过程,并采用生态储存模型对矿区生态水平进行定量分析,旨在为特大型露天煤矿区土地复垦与生态恢复研究提供科学依据。

1 研究区概况与数据来源 1.1 研究区概况

平朔矿区位于山西省朔州市平鲁区东南部,西北沿长城与内蒙古自治区接壤,西南与本省忻州地区相邻,东连山阴县,北接右玉县,东经111°58′—112°30′,北纬39°23′—39°37′。平朔矿区所在地属典型的温带半干旱大陆性季风气候,冬春干旱少雨,夏秋降水集中;年平均气温5.5℃,年均降雨量410.6mm。矿区地带性土壤为栗钙土和黄绵土,植被稀少,水蚀风蚀严重,冲刷剧烈,是典型的黄土高原生态脆弱区。平朔矿区勘探面积380km²,探明地质储量127.5亿t;主要包括安太堡、安家岭、东露天3座特大型露天煤矿,井工一矿、井工二矿、井工三矿3座大型现代化井工矿,5座配套洗煤厂和2条铁路专用线,是中国目前规模最大、现代化程度最高的露井联采煤矿区。

平朔矿区的开发导致矿区内及周边的村庄搬迁。自1986年以来,在平朔矿区内已先后发生4次村庄搬迁。前3次搬迁人口安置地点分别为安太堡新村(井坪镇南部)、井坪镇内、坪北文苑安置小区(井坪镇北部),涉及14个行政村,8400余人。第4次搬迁正在进行中,计划征地15.4km²,涉及6个村庄,近6000人。因此,本文将位于平朔矿区外、但受村庄搬迁影响的区域纳入研究范围,具体研究区包括整个平朔矿区,并涉及周边6个乡镇,即：井坪镇、白堂乡、陶村乡、向阳堡乡、榆岭乡、下面高乡,研究区总面积为517.48km²。具体位置如图 1所示。

1.2 数据来源与处理

以研究区1986年、2000年、2013年的遥感影像为主要数据源,具体参数信息见表 1;以ENVI 4.8软件为操作平台,对影像进行预处理,主要包括大气辐射校正、几何校正、影像裁剪等操作,并采用人工神经网络(Artificial Neural Net)分类与目视解译相结合的方法,获得研究区在这3个时段的土地利用数据;结合研究区自身特点,参考《土地利用现状分类标准(GB/T 21010—2007)》,将研究区土地利用类型划分10类,分别是耕地、草地、林地、城镇用地、农村居民点、交通运输用地、露天采坑、排土场、剥离区、工业场地;影像分类结果的Kappa系数在0.85以上,满足本研究对数据精度的要求。

2 研究方法

生态储存描述的是土地利用变化与其生态响应之间的相互关系,是由过去、当前及未来可能的自然活动和人类活动共同决定的土地利用数量、质量、类型及分布所引起的生态变化的综合表达^[34]。根据张建军等的研究,生态储存估算模型包括状态模型、过程模型和能力模型。其中,生态储存状态是对研究区域生态储存状况的静态描述,反映区域综合生态储存水平,由区域内一种或几种占优势的土地利用类型所决定;生态储存过程描述的是研究区域在研究时段内一种生态系统向另外一种生态系统转换时生态储存的动态变化情况;生态储存能力(Ecological Storage Capacity)是对研究区生态储存在未来某时段发生转换的可能性估算^[8]。本研究即采用这3个模型对平朔矿区生态系统生态储存状况分别进行量化分析。

(1) 状态模型

式中,ESS表示研究区的生态储存状态,A_i表示研究区内第i种土地利用类型面积,VC_i表示与第i种土地利用类型相对应的价值系数,N_y表示估算研究区域生态储存状态的年份数(通常估算的为某一年的生态储存状态,此处取1)。

生态储存状态值越高,说明研究区域的生态功能状态越好,生态储存量越大;反之,生态状态越差,生态储存量越小。

(2) 过程模型

式中,ESTA表示一定时期内研究区的生态储存转化量,ESTR表示一定时期内研究区的生态储存转化率,VC_i表示某种土地利用类型转换前的生态服务功能的价值系数,VC_j表示该种土地利用类型转换后的生态系统服务功能的价值系数,A_i→j表示该种土地利用类型的转换面积,ESS₀表示该种土地利用类型在研究初期的生态储存状态(由于生态储存状态可能存在负值,故本文取其绝对值参与计算)。

生态储存转化量和生态储存转化率均包括正向变化和负向变化,其正向值越大,表明区域生态储存朝积极方向发展的能力越大;其负向值越小,表明区域生态储存朝消极方向变化的能力越大。

(3) 能力模型

其中,

式中,ESC为研究区的生态储存能力,a_i为第i种土地利用类型的面积,n为研究区生态系统类型的个数,m为研究区各生态系统转化后生态系统类型的个数,n₁,n₂,…,n_n为一种生态系统可能转化为其他生态系统的个数,P为各土地利用类型面积占研究区总面积的比率构成的概率矩阵,T为土地利用类型极端转化后的平均生态储存能力矩阵。

3 结果与分析 3.1 矿区土地利用与生态系统演变 3.1.1 矿区土地利用状况

根据遥感影像的分类结果,对矿区各研究时段的土地利用情况进行统计,如表 2所示。近30年来,耕地和林地大幅减少,其中耕地面积减少10458.33hm²,林地面积减少2299.97hm²。草地面积由1986年的10655.54hm²急剧增加至2000年的14840.15hm²,到2013年时缓慢减少为14216.94hm²,1986—2013年间总体增长3561.40hm²,这是由于研究区地处黄土高原生态脆弱区,严重的水土流失易导致耕地和林地逐渐变为荒草地。城镇用地、农村居民点和交通运输用地始终处于增长状态,其中城镇用地面积增加993.91hm²,农村居民点面积增加1862.35hm²,交通运输用地面积增加249.00hm²;平鲁区逐渐加大的人口压力及不断提高的城镇化水平是其主要原因。露天采坑、剥离区、排土场、工业场地经历了从无到有、面积迅速增加的过程,2000年这4种地类的面积仅为535.08、592.59、594.26、403.89hm²,至2013年分别增长为992.07、1461.64、1980.70、1657.23hm²,增幅分别为456.99、869.05、1386.44、1253.34hm²;平朔矿区于1987年开始开采,采矿活动带来的地表挖损、地面压占、土地占用使得采矿核心区土地利用结构发生巨大变化,2013年露天采坑、剥离区、排土场、工业场地的总面积超过同年城镇用地、农村居民点、交通运输用地面积的总和,占研究区总面积的11.77%。平朔矿区在1986年、2000年、2013年的土地利用状况如图 2所示。

3.1.2 矿区生态系统演变

白中科等在野外实验的基础上分析平朔矿区生态系统受损特征,进而将矿区生态系统演变划分为3个阶段、4个类型^[35]。本文则从土地利用变化的角度分析矿区生态系统的演变过程。目前,土地利用类型划分的主要依据是土地利用单元用途或功能的差异性^[36]。而陆地生态系统一般可分为森林生态系统、灌丛生态系统、草地生态系统、荒漠生态系统、湿地生态系统、农田生态系统、城市生态系统等7类,与土地利用类型之间可实现合理匹配。本研究区的土地利用类型与生态系统类型的匹配如表 3所示,其中采矿用地由剥离区、排土场、露天采坑、工业场地组成,并对应到工业生态系统上。

本研究通过各子系统间的转化情况反映矿区生态系统在研究时段内的演变过程(表 4,表 5)。从表 4可以看出,1986—2000年各子生态系统用地之间的转化较为活跃。1)农田生态系统用地向其他子系统总共转出5373.50hm²,没有出现转入情况,农田向森林和草地子系统转化是受到退耕还林还草政策和当地水土流失的双重影响。2)森林和草地子系统用地之间的转化显著,其原因一是人为砍伐树木导致林地变为荒草地,二是受遥感影像分辨率的限制以及影像解译过程中同物异谱、同谱异物易导致林草地错分。3)城镇生态系统用地在1986年的基础上扩张明显,其面积增加来源于农田、森林、草地这3个子系统,其中农田生态系统的转化量最大,为1007.19hm²,森林和草地子系统转化量相当,分别为136.14hm²和106.93hm²;城镇生态系统用地没有转出情况。4)工业生态系统用地经历了从无到有的过程,且面积大幅增加,转化来源与城镇生态系统相同,为农田、森林、草地这3个子系统,转化量的分配也较为相似,即农田生态系统的转化量最大,为1382.84hm²,森林和草地子系统转化量非常接近,分别为344.83hm²和398.16hm²;工业生态系统用地同样没有发生转出。

从表 5可以看出,2000—2013年各子生态系统用地间发生了更为剧烈的转化。1)农田生态系统用地依然是转出量最大的类型,为5069.77hm²;同时出现转入情况,即工业生态系统用地中有254.94hm²流向农田生态系统,这是10多年间矿区排土场复垦的成果。2)森林生态系统用地共转出1599.84hm²,草地生态系统用地共转出1917.25hm²,城镇扩张和采矿活动加剧是导致林地和草地减少的根本原因。3)城镇生态系统用地增加的来源依然是农田、森林和草地生态系统,农田生态系统的转化量最大,为1290.67hm²,其次是草地生态系统转化量,为634.64hm²,森林生态系统只有125.71hm²的转化量;城镇生态系统用地向森林生态系统转出196.02hm²,道路两侧和居民点周围绿化率的提高是主要原因。4)工业生态系统的转出和转入均比较显著,农田、森林和草地生态系统用地向工业生态系统均有大量的转化,其中农田生态系统用地的转化量占总转入量的50.18%;工业生态系统的转出方向是农田、森林和草地生态系统,转出量分别为254.94、384.48、105.33hm²,其主要原因是安太堡露天矿的南排土场、西排土场、内排土场的复垦效果已非常明显,而最晚进行复垦的安太堡西排土场扩大区也已初见成效。

根据上述各生态系统用地在1986—2013年间的转化情况,结合平朔矿区有关未来生态功能区划的资料,将平朔矿区生态系统演变划分为3个阶段：原地貌阶段、损毁阶段、重建阶段,其与土地利用结构变化之间的关系如图 3所示。

3.2 矿区生态储存估算

参考谢高地等对中国不同陆地生态系统服务价值的研究成果^[23],结合以往有关平朔矿区生态系统服务价值的研究^[37],将平朔矿区生态系统服务划分为气候调节、气体调节、水源涵养、土壤形成、废物处理、生物多样性保护、食物生产、原材料生产、娱乐文化。根据谢高地等提出的全国平均状态下不同陆地生态系统单位面积生态系统服务价值表及生物量因子修正法^{[23, 38]},确定研究区单位面积农田、森林、草地生态系统服务价值(表 6)。谢高地等的成果没有对城镇生态系统和工业生态系统的服务价值进行说明,目前相关研究也比较少见;因数据获取的有限性,参考张建军的成果^[8],确定城镇和工业生态系统各项服务的价值,如表 6所示。

3.2.1 生态储存状态

利用公式1分别计算研究区各研究时段的生态储存状态(表 7),1986年为0.3782万元/hm²,2000年为0.2252万元/hm²,2013年为-0.0116万元/hm²。生态储存量呈下降趋势,这是因为自矿区开始开采以来,采矿活动的剧烈程度逐渐增加,导致矿区损毁土地的面积持续扩大,进而使研究区的生态功能状态越来越差;城镇建设用地的大幅度增加也导致积极的生态系统用地面积减少,对矿区生态水平产生了不利影响。1986—2000年间生态储存量的年下降率为0.0109万元/hm²,2000—2013年间的年下降率为0.0182万元/hm²。可见,生态储存的恶化速度有加快的趋势,其主要原因是1998年之前只有安太堡露天矿在开发,而1998年之后安家岭露天矿和东露天矿相继投产,即三大露天矿同时在生产建设,对矿区土地损毁的程度加剧。

3.2.2 生态储存过程

生态储存过程是通过研究区的生态储存转化情况来实现的,利用公式2分别计算1986—2000年、2000—2013年这2个时段的生态储存转化量和生态储存转化率(表 7)。平朔矿区在2个研究时段的生态储存转化量和生态储存转化率均为负值,可知1986—2013年间整个生态系统总体为逆向转化。1986—2000年间,总生态储存转化量为-0.1530万元/hm²,总生态储存转化率为-40.45%;其中,积极的转化量为0.0200万元/hm²,转化率为5.29%,消极的转化量为-0.1730万元/hm²,转化率为-45.74%。积极的生态储存转化主要得益于平鲁区于20世纪90年代末实行的退耕还林政策,但由于政策推行较晚,该研究时段积极的转化量较少。2000—2013年间总生态储存转化量为-0.2368万元/hm²,总生态储存转化率为-105.15%;其中,积极的转化量为0.0605万元/hm²,转化率为26.87%,消极的转化量为-0.2973万元/hm²,转化率为-132.02%。此阶段积极的生态储存转化来源于退耕还林政策的大力推行,矿区若干排土场复垦也初见成效,因此积极转化较上一阶段得到较为明显的提高。1986—2000年、2000—2013年的消极生态储存转化均来自研究区内城镇扩展和采矿损毁土地大幅增加;且2个阶段内采矿活动对研究区生态储存状况的影响均大于城镇扩张产生的影响,这是由于工业生态系统服务价值远小于城镇生态系统服务价值,从而工业生态系统对整个区域产生的更为恶劣的负面影响。

3.2.3 生态储存能力

利用公式3分别计算1986—2000年、2000—2013年研究区的生态储存能力(表 7)。2个阶段的生态储存能力分别为-0.3266万元、-0.2514万元;二者均为负值,说明研究区生态储存状况在研究时段内处于消极水平;但2000—2013年的生态储存能力大于1986—2000年的生态储存能力,说明研究区生态储存恶化有减缓的趋势。矿区生态储存能力是对生态系统良性发展的可能性的表达,其高低由生态系统结构决定。在1986年,农田、森林、草地生态系统的用地面积占整个研究区的98.94%,这些位于黄土高原的原地貌生态系统极度脆弱,轻微干扰也可导致生态水平下降,且一旦遭到破坏很难短时间内自然恢复,因此这些生态系统保持较高生态水平的潜能很差,即生态储存能力差。在2013年,城镇生态系统和工业生态系统用地面积得到大幅增长,造成一定程度的土地损毁;但经土地复垦后生态系统类型趋于多样化,结构更加稳定,重建生态系统的生态储存远高于原地貌水平。因此,在研究时段内,虽然整个研究区的生态储存状态呈下降趋势,生态储存过程也表现出逆向过程,但由于土地复垦成效显著,使得研究区的生态储存能力越来越好。

4 结论与讨论

(1) 露天煤矿区生态系统演变与土地利用-覆被变化之间有着密切的关系,直观的土地利用变化可反映矿区生态系统的演变过程与特征。平朔矿区生态系统演变可划分为原地貌阶段、损毁阶段和重建阶段,而煤炭产业的发展也因资源的有限性而必然经历新建、形成、发展、稳定和衰退等阶段^[39],二者均具有明显的生命周期特征,其对应关系如图 4所示。平朔矿区有安太堡、安家岭、东露天三大露天煤矿,分别于1987年、1998年、2009年开工建设。到2013年,三者均已历经基建期与过渡期,安太堡和安家岭露天矿处于达产期,东露天矿则处于达产初期。就土地利用而言,三大露天煤矿的开发造成严重的土地损毁,在短时间内改变了平朔矿区生态系统的景观格局^[31]。随着煤炭资源开采对矿区生态系统的负面影响逐步加大,土地复垦与生态重建成为矿区生态环境改善的必然途径^[40]。平朔矿区的土地复垦与生态重建工作主要从地貌重塑、土壤重构、植被重建这3个方面展开,对应工程措施分别为排土场构筑、黄土母质直接覆盖与土壤培肥、乔灌草植被种植模式配置^[41]。在上述过程中,损毁土地面积逐渐减少,复垦地表层土壤质量不断提升,并接近原地貌^[42]。在保证矿区重建生态系统安全稳定的前提下,科学规划矿区生态系统功能分区,最终实现景观再造、生物多样性重组,重建生态系统的服务功能远超原始脆弱生态系统^[43]。

(2) 研究区生态储存状态呈恶化趋势;生态储存转化表现为逆向过程,但由于退耕还林政策的推行和损毁土地的复垦,积极的生态储存转化有明显提高;生态储存能力逐步变好,生态系统良性发展的可能性大。从生态储存模型的原理以及各生态系统的服务价值来看,农田、森林、草地生态系统的服务价值为正值,城镇和工业生态系统的服务价值为负值,因此农田、森林、草地生态系统用地向城镇和工业生态系统用地转化将导致整体生态储存状况恶化。具体原因如下：1)耕地大幅减少。首先,平鲁区6°以上的坡耕地占全区耕地面积的74.5%^[44],在积极推行生态退耕政策的背景下,大量坡耕地转为林草地^[32];同时严重的撂荒现象也导致耕地总量下降^[45]。其次,城镇建设用地的扩张也加速耕地减少。最后,露天开采引起地表剧烈扰动,造成耕地损毁。就研究区而言,1986—2013年间共有4668.59hm²耕地转化为林地和草地;建设用地增长占用耕地面积达2297.86hm²,占2013年建设用地总面积的62.93%;采矿损毁耕地共计3746.82hm²。2)城镇用地和农村居民点显著增长,主要受人口和社会经济发展的影响^[46]。根据统计年鉴,平鲁区总人口由2000—2012年共增加17.7%,非农人口则增长近2.5倍;2006—2012年间平鲁区国民生产总值增长12.3倍。另外,平鲁区大力推行新农村建设,促进农村居民点面积增加;但农村建设用地低效闲置状况较为严重,农村居民点用地布局分散,土地利用集约水平低^[44]。1986年研究区农村居民点占全区总面积的0.3%,到2013年增长至3.9%,增长13倍。3)损毁土地范围逐年扩大。自1987年安太堡露天矿开工建设以来,露天采坑、排土场、剥离区、工业场地等损毁土地的面积持续增长,到2013年占研究区总面积的11.77%。1987—2000年间,露天开采以安太堡矿为主,损毁土地增幅4.1%;2000—2013年间安家岭矿和东露天矿相继投产,三大露天矿同时开采,损毁土地增长迅速,增幅达7.67%。