基于生态产品价值视角的矿区植被恢复成效评估：以神东矿区为例

周甲男，马 苏，郑颖娟，刘 洋，刘军会

中国环境科学研究院环境信息研究所，北京 100012

矿区作为人类干扰活动最剧烈的地区之一，其开采活动直接影响了自然空间的生态本底与环境结构，对生态环境造成了极大损害[1-4].矿产资源开发与生态环境保护的矛盾已成为全球社会经济可持续发展面临的重大挑战之一.根据《全国重要生态系统保护和修复重大工程规划(2021-2035 年)》，矿山生态修复被列入当前和今后一段时期我国重要生态系统保护和修复重大工程实施范畴.恢复和重建退化生态系统迫在眉睫[5].植被恢复通过构建初始植被，促进土壤结构和肥力恢复，从而促进整个生态系统结构和功能的恢复，是修复矿区受损生态系统的有效途径和保障[6-7].近几十年来，我国各地开展了大量的矿区植被恢复实践[8-11].然而部分地区仍存在“重手段轻效益”“重局部轻区域”“重植被轻功能”等问题，植被恢复效果大打折扣[12-13].如何科学准确地评估矿区生态系统改善成效已成为研究热点.

我国目前对矿区植被恢复效果评估研究尚不够系统[9]，评估的焦点多集中在植被结构、植被覆盖等[14-16].然而，复绿并不等于生态修复，仅重建生态系统结构而忽略生态系统功能势必会造成生态恢复效益低下[11,17].高吉喜等[9]基于对国内一系列重大生态恢复工程的研究，提出提升生态功能和生态产品价值是生态修复的目标导向.2021 年，中办、国办印发的《关于建立健全生态产品价值实现机制的意见》要求建立生态产品价值评价机制，适时评估各地生态保护成效和生态产品价值.生态产品价值是指生态系统在生物生产与人类劳动共同作用下为人类福祉提供的最终产品或服务的价值，与生态系统提供的供给、调节、文化服务等功能息息相关[18].生态产品价值体现在多方面，主要是谋求生态、社会、经济三大类效益的统一[19].而植被恢复的目标一定程度上即是实现生态效益、经济效益与社会效益的平衡与最大化[20].因此，从生态产品价值角度对矿区植被恢复进行定量评估能够系统反映植被恢复的实际成效，不仅对于矿区生态环境可持续管理决策具有重要意义，还能够为矿区生态产品价值实现提供基础数据与技术支撑[21].

神东煤矿是我国最大的煤炭生产基地，被誉为世界七大煤田之一[22].1985 年煤矿投产初期，矿区被大面积沙漠覆盖，植被覆盖率仅3%～11%，生态环境极其脆弱[23-24].与传统煤炭开采“先污染后治理、先破坏后恢复”的模式不同，神东煤矿采用了“边开采边修复”理念[25]，持续开展生态恢复工程，根据不同区域原生环境特点构建不同植被恢复模式，改善了原生生态环境，在该地开展植被恢复成效评估研究对于探索矿产资源开发与环境保护协调发展具有重要意义.目前有关神东矿区植被恢复的研究主要关注植被覆盖度动态变化、群落分析、土壤肥力等[26-29]，尚缺乏基于生态产品价值视角的植被恢复成效科学定量化评估.

鉴于此，该研究利用矿区投产初期(1990 年)和近年(2018 年)两个时间段的遥感数据、野外实地调查数据和社会经济统计数据，采用修正后的单位面积价值当量因子法[30-33]，同时引入生态系统质量调整系数[34]用以区分同类生态系统内部差异，构建区域生态产品价值评估模型，评估神东矿区生态产品价值及时空变化特征，从生态产品价值视角定量揭示矿区植被恢复效益，以期为神东矿区及时发现植被恢复过程中的不适宜活动和实施可持续管理提供参考.

1 材料与方法

1.1 研究区概况

神东矿区位于鄂尔多斯高原的东南部及黄土高原的北缘，地处陕西省榆林市和内蒙古自治区鄂尔多斯市交界处，范围覆盖神东煤炭集团10 个矿区，地理位置109°51′E～110°46′E、38°52′N～39°41′N，总面积约779 km2.该区域为温带半干旱大陆性季风气候，寒暑剧烈，四季分明，年均气温5.5～9.1 ℃，年均降水量370～410 mm，年内、年际降水极不均匀.土壤以黄土、黄土状粉砂土及风砂土为主，风沙频繁，易受风蚀和水蚀.原生植被类型以干草原、落叶阔叶灌丛和沙生植被为主.矿区属黄土高原丘陵沟壑区，沟壑密集，地形破碎，为典型的生态脆弱区[22].

神东煤炭自1985 年投产初期开展植被恢复至今，针对矿区风沙频繁、水土流失严重等特点，在植被恢复初期采取网格固沙等方法改善流动沙地，采用“水平沟”和“鱼鳞坑”整地蓄土保水，之后根据不同区域立地条件构建不同植被恢复模式.神东矿区的植被恢复模式可划分为经济林模式、生态林模式、光伏灌草模式以及风沙防治模式(见图1).其中，经济林模式以栽培沙棘、大果沙棘等经济作物为主，根据环境条件和生态功能要求辅以少量乔木、灌木和草本，范围涉及矿区东侧的石圪台煤矿、哈拉沟煤矿和大柳塔煤矿；生态林恢复模式栽种植物以油松、樟子松、小叶杨等高大乔木为主，以山杏、中间锦鸡儿等矮乔木及低矮灌木为辅，范围涉及矿区西侧的补连塔煤矿、上湾煤矿以及活鸡兔井；光伏灌草模式在光伏板下种植紫花苜蓿、饲料桑以及沙棘等牧草和经济灌木，在光伏产业周围立地条件较好的地区种植樟子松、油松并配以果树等乔木构建防风固沙生态带，范围涉及矿区西侧北部的寸草塔、布尔台煤矿；风沙防治模式主要栽植生长迅速、根系较健壮的沙柳和沙蒿等固沙灌木，范围涉及矿区东侧北部的乌兰木伦煤矿和柳塔煤矿.

图1 神东矿区植被恢复模式分布Fig.1 Distribution of vegetation restoration patterns in the Shendong mining area

1.2 数据来源与处理

植被指数NDVI：①美国NASA 卫星中心的MODIS植被指数产品MOD13Q1，空间分辨率为250 m，时间分辨率为16 d；②美国国家航天航空局戈达德航天中心的GIMMS NDVI 数据，分辨率为8 km.由于MODIS植被指数产品时间序列最早到2000 年，为了尽可能准确地反映1990 年生态系统内部的质量差异，使用目前时间范围最长的GIMMS NDVI 数据来计算1990年的生态系统质量调整系数.

生态系统类型：采用覆盖研究区的1990 年、2018 年Landsat 系列遥感影像，通过人机交互解译获取.参考生态环境部全国生态状况调查评估采用的土地覆被分类系统，并结合矿区实际生态系统特点，将矿区生态系统类型划分为农田、林地、灌木、草地、水域、荒漠、城镇.利用ENVI 软件，对遥感影像开展辐射校正、几何校正、大气校正等预处理，结合野外实地调查数据和高清遥感影像图对数据进行人机交互解译，获得两个时间段的生态系统类型数据.1990 年、2018 年神东矿区生态系统类型如图2 所示.

图2 1990—2018 年神东矿区生态系统类型变化Fig.2 Change in ecosystem types in the Shendong mining area from 1990 to 2018

气象数据：来源于《神东地区气象报告(2008-2018 年)》和中国气象局的《中国气候公报(2008-2018年)》，由于1990 年神东地区未开展气象监测，因此使用2008-2018 年的年均值来代表该地区气象状况.

统计资料：作物种植及产量、产值等数据来源于对矿区的实地调查和资料收集，统计数据时段截至2018 年.

1.3 研究方法

1.3.1 生态产品价值分类

结合矿区实际生态环境状况，参照生态系统服务价值化方法[30]，将生态产品按照其所提供的服务类型分为供给服务、调节服务、支持服务和文化服务四大类型11 个小类.其中，供给服务包括食物生产、原料生产、水资源供给，调节服务包括气体调节、气候调节、净化环境、水文调节，支持服务包括土壤保持、维持养分循环、生物多样性，文化服务包括美学景观.

1.3.2 生态产品价值测算模型

基于谢高地等[30]提出的全国各类生态系统单位面积价值当量表，通过生态产品价值动态修正和嵌套修正，以核算每种类型生态系统单位面积生态产品价值；在此基础上引入生态系统质量调整系数[34]，以象元为单位对同一生态系统类型内部的生态产品价值进行调整，最终构建生态产品价值总量模型.

生态产品价值总量(V)可表示为

式中：c=1，2，3，…，m，表示生态系统的类型；i=1，2，3，…，n，表示一定区域内第c类生态系统在空间上分布的象元数；Ri表示i象元的生态系统质量调整系数，由生态系统质量状况决定；Vc表示第c类生态系统单位面积生态产品价值，采用当量因子法核算；Si表示i象元的面积，在250 m×250 m 分辨率栅格下，Si=0.062 5 km2.

计算Ri时，选取植被覆盖度(fi)作为表征当年生态系统质量状况的生态参数，对于任一象元，其计算公式为

式中，fmean为区域内第c类生态系统植被覆盖度的平均值，fi为i象元的植被覆盖度.植被覆盖度的计算使用生长季植被覆盖度，计算公式如下：

计算Vc时使用单位面积价值当量因子法，并根据矿区实际情况引入异质性系数、降水调节因子进行动态修正，其公式为

式中：k=1，2，3，…，l为生态产品类型，其中k=1 和k=2 分别为水资源供给和水文调节两种与降水有关的生态产品类型；Fc,k为第c类生态系统的第k种生态产品类型的单位面积价值当量因子；D为全国一个标准当量因子的生态产品价值量[30]；Q为异质性系数，用来进行空间异质修正；P为降水调节因子.其中降水调节因子和异质性系数的计算方式如下：

式中：Wi为研究区域平均单位面积降水量，mm；W为全国年均单位面积降水量，mm；g为研究区单位面积粮食产量，kg/hm2，使用伊金霍洛旗和榆林市两地平均单位面积粮食产量计算；G为全国单位面积粮食产量，kg/hm2.

由于神东矿区在生态修复过程中种植了大面积沙棘、大果沙棘灌木经济林，导致种植经济灌木地区的灌木生态系统所能提供的食物供给价值与普通灌木林不同，需要对种植经济林区域的灌木生态产品价值量进行修正.使用Vt表示种植经济林的灌木生态系统类型的食物供给价值，修正公式如下：

式中：M为种植沙棘、大果沙棘的总年产值，元/km2；A为种植面积，km2.

1.3.3 敏感性指数验证

为了确定生态产品价值对单位面积生态产品价值参数的敏感程度，借鉴经济学价格弹性模型，引入生态产品价值敏感性指数(coefficient of sensitivity，CS)：

式中，V为生态产品价值，VC 为单位面积生态产品价值参数，a、b分别为初始的和调整后的生态产品价值和生态产品价值参数，c为第c种生态系统类型.将各生态系统类型的单位面积价值参数分别调整50%，计算生态产品价值的变化情况，得出敏感性指数.如果CS＞1，表明生态产品价值相对于VC 是富有弹性的；如果CS＜1，表示生态产品价值缺乏弹性，比值越大，表明该类生态系统VC 值的准确性对于生态产品价值的评估越关键.

2 结果与分析

2.1 神东矿区生态产品价值总体变化特征

数量上，神东矿区生态产品价值总量由1990 年的9.25×108元增至2018 年的15.82×108元，增加了6.57×108元，增长率达70.99%；单位面积生态产品价值量由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.

空间上，神东矿区生态产品价值增加区域面积占比为65.35%，其中单位面积增幅较大区域主要位于哈拉沟煤矿、石圪台煤矿以及大柳塔煤矿；增幅较小区域主要分布在柳塔、乌兰木伦煤矿、活鸡兔井以及寸草塔、布尔台煤矿中南部.生态产品价值基本不变区域面积占比为1.75%，主要分布在大柳塔矿区西南边缘的乌兰木伦河沿岸.生态产品价值减少区域面积占比为33.32%，主要分布在寸草塔和布尔台煤矿西部、补连塔和上湾煤矿南部边缘地区以及乌兰木伦河沿岸(见图3).调查发现，乌兰木伦河沿岸是当地矿区主要人口和经济集聚区，煤炭产业快速发展带动了沿岸人口增加和城镇快速扩张，生态产品价值持续下降.另外，由于矿区采取按时间梯度开展植被恢复的方式，寸草塔和布尔台煤矿西部、补连塔和上湾煤矿南部边缘地区开展植被修复时间较短，修复效果尚不明显.

图3 1990—2018 年神东矿区生态产品价值的空间变化Fig.3 Spatial change of ecosystem product value in the Shendong mining area from 1990 to 2018

2.2 不同服务类型生态产品价值变化特征

1990-2018 年，神东矿区各服务类型生态产品价值均有所增加(见表1)，按增量由大到小排序依次为调节服务、供给服务、支持服务和文化服务，增量分别为3.35×108、1.84×108、1.14×108和0.23×108元.其中增幅最大的为供给服务，增幅达273.78%.

表1 1990—2018 年神东矿区不同服务类型生态产品价值变化Table 1 Ecosystem product value changes of different service functions in Shendong mining area from 1990 to 2018

1990-2018 年，神东矿区各小类服务类型价值量均表现为增加趋势(见图4)，按增量由大到小排序依次为食物生产、气候调节、水文调节、土壤保持、生物多样性维持、气体调节、净化环境、美学景观、原料生产、水资源供给和维持养分循环，其中食物生产类产品价值增量最高，为1.62×108元，其次为气候调节、水文调节和土壤保持类产品，增量依次为1.49×108、1.02×108和0.57×108元.各小类服务类型价值增长率均维持在31%～63%之间，仅食物生产类的增长率达764.38%，远高于其他各小类服务类型.矿区食物生产类产品价值主要由经济灌木沙棘、大果沙棘贡献，经济灌木的大范围种植使得该类产品价值快速提升.

图4 神东矿区1990—2018 年不同服务类型生态产品价值变化Fig.4 Changes in ecosystem product value among different service functions in the Shendong mining area from 1990 to 2018

2.3 不同恢复模式单位面积生态产品价值特征

经济林模式2018 年单位面积生态产品价值为291.31×104元/km2，其各项服务价值在4 种模式中均较高；单位面积价值比1990 年增加了177.68×104元/km2，各项服务价值增量排序为供给服务(81.07×104元/km2)、调节服务(60.67×104元/km2)、支持服务(29.85×104元/km2)和文化服务(6.01×104元/km2)(见图5).该植被恢复模式在矿区栽植沙棘等适应干旱脆弱区环境的经济灌木，起到增强土壤保持和养分循环、改善区域气候和环境的功能，同时带来大量经济价值，4 种生态系统服务(供给服务、支持服务、文化服务、供给服务)均得到有效提升，其单位面积生态产品价值在4 种模式中最高.

图5 1990 年和2018 年神东矿区不同恢复模式下生态产品价值结构Fig.5 Structure of ecosystem product value in the Shendong mining area in 1990 and 2018

生态林模式2018 年单位面积生态产品价值为171.70×104元/km2，其中调节服务和支持服务较高，供给服务和文化服务偏低；单位面积价值比1990 年增加了32.80×104元/km2，调节服务价值增加最多(22.63×104元/km2)，其次为支持服务(6.90×104元/km2)，文化服务(1.42×104元/km2) 和供给服务(1.85×104元/km2)增加较少.该模式的植被群落结构相对较完善，物种多样性高，能够提供较高的防风固沙、调节区域气候和水源涵养等服务，具备生态效益的服务价值提升较高.但未栽培经济作物，具备经济效益的服务价值提升不明显.

光伏灌草模式2018 年单位面积生态产品价值为182.47×104元/km2，其中调节服务和支持服务较高，供给服务较低；单位面积价值比1990 年增加了48.62×104元/km2，调节服务价值增加(27.31×104元/km2)最多，其次为供给服务(12.85×104元/km2) 和支持服务(7.00×104元/km2)，文化服务(1.46×104元/km2)增加较少.该模式在光伏产业周边种植防风固沙生态带，同时利用光伏板下和板间的空间栽种经济作物和牧草，在加强生态防护和调节功能的同时增加经济收益，具备生态效益的服务价值和具备经济效益的服务价值均有所提升，在一定程度上实现了光伏产业发展和生态系统服务稳步提升的协同共赢.

风沙防治模式2018 年单位面积生态产品价值为166.74×104元/km2，其中调节服务和支持服务较高，供给服务和文化服务较低；单位面积价值比1990 年增加了104.89×104元/km2.单位面积调节服务和支持服务价值增加最多，分别增加了67.93×104、25.51×104元/km2，其次为供给服务(6.33×104元/km2)和文化服务(5.13×104元/km2).该模式下的原生环境被荒漠大面积覆盖，生态产品本底价值低.通过栽植能够快速适应荒漠干旱环境的固沙灌木，实现快速固沙、增加植被覆盖，显著提升调节服务和支持服务.因此区域生态效益提升显著.但受限于原生环境，恢复后的植被仍以稀疏草本和固沙灌木为主，能提供的生态服务有限，该模式修复前后单位面积价值在4 种模式中均最低.

4 种植被恢复模式对比来看，2018 年单位面积生态产品价值量排序为经济林模式＞光伏灌草模式＞生态林模式＞风沙防治模式.30 年来，单位面积生态价值增量自高到低排序依次为经济林模式、风沙防治模式、光伏灌草模式和生态林模式.总体来说，近30年来神东矿区的生态恢复成效较好，4 种恢复模式下单位面积生态产品价值均呈增加趋势.可见，在干旱半干旱矿区开展植被恢复应充分考虑区域原生环境，在保障生态功能稳定发挥的基础上，因地制宜适度种植经济林可以有效提升生态系统服务和经济价值.

2.4 敏感性分析

神东矿区不同生态产品价值敏感性指数如表2所示.1990 年各生态系统类型生态产品价值敏感性指数范围在0.04～0.40 之间，其中草原类型敏感性指数较高，为0.4，这与草原在矿区面积分布较大有关.2018 年，各生态系统类型敏感性指数范围为0～0.40，灌木类型相对较高，这与2018 年灌木在生态恢复实施后较高的单位面积价值和较大的面积有关.研究时间段内所有生态系统类型敏感性指数均小于1，表明研究区内生态产品价值缺乏弹性，研究结果基本可信.

表2 神东矿区生态产品价值敏感性指数Table 2 The CS of ecosystem product value in Shendong mining area

3 讨论

该研究基于修正的当量因子法计算了生态系统服务价值变化，引入了生态系统质量调整系数，考虑了生态系统内部质量差异，这种方法克服了传统估算方法以点代面的缺点，能够更加客观地反映矿区生态产品价值及其空间分布的状况[34]；同时，考虑神东矿区栽培有灌木经济林，对种植经济林地区的灌木类型产品价值进行了修正，使结果最大限度地贴近矿区实际情况.

与同样基于谢高地等[30]给出的当量因子表进行生态产品价值量估算的研究结果对比发现，神东矿区单位面积生态产品价值(203.12×104元/km2)高于黄土高原(151.46×104元/km2)及内蒙古自治区(154.59×104元/km2)的平均值，在周边同类地区处于较高水平[30,35].这也与矿区及周边地区植被覆盖相关研究的结果一致，神东矿区植被覆盖近年来大幅提升，2015 年前后生长季植被覆盖为45%～60%[36-37]，高于同一时期周边毛乌素沙地(30%)以及黄土高原(＜44%)生长季的植被覆盖[38-39].从成因上来看，植被恢复是影响神东矿区生态产品价值的主要因素，随着植被恢复工程的开展，能够提供较大生态功能的林地和灌木土地利用类型面积大幅增加，荒漠类型面积大幅减少[40]；兼具经济效益和生态效益的灌木林的大面积栽植也大幅提升了矿区生态产品价值.

生态产品价值测算存在一定的不确定性.尽管该研究基于野外实地调研数据对当量因子表进行了基于粮食价值的整体修正以及针对食物生产和降水相关服务类型的修正，但研究中涉及的经济参数本身受市场影响存在较大浮动，且诸如文化服务、生物多样性等生态系统功能指标仍难以准确量化，对核算结果会产生一定影响；同时，遥感测量本身存在精度问题，为提高产品价值估算的准确性，该研究引入以植被参数为基础的生态质量调整系数，植被参数产品数据的精度决定了生态质量调整的精度，未来可使用高分辨率遥感影像结合多源数据融合算法获取更高精度的植被参数数据.

该研究所估算的生态产品价值为潜在生态产品价值，要使矿区生态产品价值得到最终实现还需探索合适的转化路径，在神东矿区可采用生态产品市场化、生态补偿以及发展生态旅游等途径推进生态产品价值转化，进一步提升植被恢复成效.

4 结论

a) 从整体上看，神东矿区植被恢复后生态产品价值大幅提升，在同类地区处于较高水平.1990-2018 年神东矿区生态产品总价值增加了6.57×108元，单位面积生态产品价值增加了84.33×104元/km2，高于周边黄土高原平均值.其中价值增高区域占65.35%，主要位于矿区东部以及西部大部分地区，价值量减少区域占33.32%，主要位于乌兰木伦河沿岸及矿区西部边缘地区.

b) 从不同服务类型看，研究区各类生态产品价值快速增长，不同类型增长差异明显.生态产品价值增量自高到低排序依次为调节服务、供给服务、支持服务和文化服务，增量分别为3.35×108、1.84×108、1.14×108和0.23×108元.经济灌木种植显著提升了矿区供给服务中的食物生产类产品价值，在小类服务中食物生产价值增量最高，达1.62×108元.

c) 从不同恢复模式看，2018 年单位面积生态产品价值自高到低排序依次为经济林模式(291.31×104元/km2)、光伏灌草模式(182.47×104元/km2)、生态林模式(171.70×104元/km2)和风沙防治模式(166.74×104元/km2)，1990-2018 年4 种模式的单位面积生态产品价值均呈增加趋势，分别增加177.68×104、48.62×104、32.80×104和166.74×104元/km2.其中，经济林模式主要种植沙棘、大果沙棘等经济灌木，兼具供给服务、调节服务、支持服务和文化服务，单位面积生态产品价值最高且增加最多；光伏灌草模式和生态林模式主要种植乔木、灌木，调节服务和支持服务价值最高，但供给服务不高；风沙防治模式主要种植固沙灌木，调节服务和支持服务价值较高，但供给服务和文化服务不足，由于本底植被覆盖率低，风沙防治模式单位面积生态产品价值增加较多.