唐紫晗, 李妍均, 陳 朝, 魯嘉濠

(1.外生成礦與礦山環(huán)境重慶市重點實驗室(重慶地質(zhì)礦產(chǎn)研究院), 重慶 400042;2.煤炭資源與安全開采國家重點實驗室重慶研究中心, 重慶 400042; 3.廣東省生態(tài)環(huán)境與土壤研究所, 廣州 410650)

西南山區(qū)采煤塌陷地生態(tài)服務(wù)價值分析
——以重慶市松藻礦區(qū)為例

唐紫晗1,2, 李妍均1,2, 陳 朝1,3, 魯嘉濠1,2

(1.外生成礦與礦山環(huán)境重慶市重點實驗室(重慶地質(zhì)礦產(chǎn)研究院), 重慶 400042;2.煤炭資源與安全開采國家重點實驗室重慶研究中心, 重慶 400042; 3.廣東省生態(tài)環(huán)境與土壤研究所, 廣州 410650)

為研究煤炭地下開采對土地生態(tài)服務(wù)功能價值的影響，基于千年生態(tài)系統(tǒng)評估(Millennium Ecosystem Assessment， MA)理論框架，采用機(jī)會成本法、影子工程法等方法，以典型西南山區(qū)采煤塌陷區(qū)——重慶松藻礦區(qū)1999年、2004年、2008年土地利用數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，對西南山區(qū)采煤塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化進(jìn)行了分析，評估的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)類型包括食物生產(chǎn)、氣候調(diào)節(jié)、空氣凈化、水源涵養(yǎng)、控制侵蝕、廢棄物處理、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)。結(jié)果表明：耕地的單位面積生態(tài)服務(wù)價值量最高，塌陷地的單位面積生態(tài)服務(wù)價值量較小，僅為耕地的47%；1999—2008年松藻礦區(qū)采煤塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)損失價值量不斷增大，平均損失價值量占生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值量的10%；礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值降低的主要原因是采煤活動對土地資源的直接破壞，其次是采煤導(dǎo)致的土地利用類型之間的轉(zhuǎn)換。土地復(fù)墾和生態(tài)恢復(fù)是解決礦區(qū)土地退化問題，實現(xiàn)礦區(qū)可持續(xù)發(fā)展的重要途徑。

生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值; 千年生態(tài)系統(tǒng)評估; 西南山區(qū)采煤塌陷地

近年來，人類對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的需求日益增加，而愈來愈頻繁的人類活動致使生態(tài)系統(tǒng)提供服務(wù)的能力持續(xù)降低，大規(guī)模煤炭開采引發(fā)了一系列生態(tài)環(huán)境問題，如土地利用方式改變、植被退化或消失、地下水位下降、水資源破壞，環(huán)境污染，形成地面塌陷、地裂縫，誘發(fā)滑坡、泥石流等自然災(zāi)害，加劇水土流失，致使生態(tài)系統(tǒng)不斷退化[1-3]。我國學(xué)者主要以土地變更數(shù)據(jù)和遙感解譯數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，參考Costanza等[4]的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評價模式和謝高地等建立的“中國陸地生態(tài)系統(tǒng)單位面積服務(wù)價值表”[5-6]，對煤礦區(qū)生態(tài)服務(wù)價值變化進(jìn)行研究。李保杰等[7]研究了徐州市九里礦區(qū)不同類型土地的生態(tài)服務(wù)價值變化，認(rèn)為采煤塌陷區(qū)水體增多及礦區(qū)土地復(fù)墾使得礦區(qū)生態(tài)服務(wù)價值增加；陳雅琳等[8]以山西朔州市為例，對不同土地利用類型生態(tài)服務(wù)價值進(jìn)行了評估；王利用等[9]對因地面沉陷造成的土地生態(tài)服務(wù)價值進(jìn)行了分析與估算；李明明等[10]則綜合應(yīng)用直接費用法、影子工程法、替代費用法等對礦區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值進(jìn)行了定量估算，并將研究結(jié)果與Costanza、謝高地等人的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)單位面積服務(wù)價值當(dāng)量進(jìn)行了對比。

上述研究主要集中在北方煤礦區(qū)，而關(guān)于西南山區(qū)采煤塌陷區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值研究較少。西南山區(qū)喀斯特地貌發(fā)育，土層瘠薄，地面貯水能力低、水土容易流失、巖石滲漏性強(qiáng)，屬于典型的生態(tài)環(huán)境脆弱區(qū)。采煤活動等人為干擾一旦超出系統(tǒng)忍受力，生態(tài)環(huán)境將很難恢復(fù)，從而對當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)安全及可持續(xù)發(fā)展造成威脅。因此，本文基于遙感數(shù)據(jù)，對西南山區(qū)采煤塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化進(jìn)行定量評價，以期為西南山區(qū)生態(tài)環(huán)境建設(shè)及可持續(xù)發(fā)展提供決策依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

松藻礦區(qū)地處重慶市綦江縣境內(nèi)，距重慶主城區(qū)174 km。礦區(qū)走向長34.6 km，寬1.4～11 km，總面積129.85 km2。區(qū)內(nèi)地形復(fù)雜，基巖裸露，水系發(fā)達(dá)，溪河縱橫，屬于亞熱帶濕潤氣候區(qū)，冬暖、夏熱、秋陰，云多日照少，雨量充沛，溫、光、水地域差異大。年平均氣溫18.8℃，平均降水量1 070 mm，年均無霜期344 d。松藻礦區(qū)是重慶市的大型煤炭生產(chǎn)基地，下轄打通一礦、渝陽煤礦、松藻煤礦、同華煤礦、逢春煤礦及石壕煤礦6個煤礦，礦井主要分布在綦江縣的趕水鎮(zhèn)、安穩(wěn)鎮(zhèn)、打通鎮(zhèn)和石壕鎮(zhèn)四鎮(zhèn)轄區(qū)。松藻礦區(qū)對重慶市乃至整個西南地區(qū)的經(jīng)濟(jì)發(fā)展做出了巨大貢獻(xiàn)，但是煤炭長期大量開采也引起了一系列問題，如煤炭開采導(dǎo)致采空區(qū)上方地表沉陷，地表出現(xiàn)裂縫、塌陷坑，農(nóng)作物減產(chǎn)，土地生產(chǎn)能力下降，該礦區(qū)可溶性石灰?guī)r大面積出露，加之高山深谷地貌，地下水連通性好，致使地表井、泉干枯，溪水?dāng)嗔鳌?002年底調(diào)查統(tǒng)計表明，松藻礦區(qū)范圍內(nèi)共損毀山平塘47口、水井472口、泉252眼，流經(jīng)沉陷區(qū)的30條小溪有22條已經(jīng)斷流。綜合采煤影響區(qū)域、礦區(qū)邊界和行政區(qū)劃完整性、規(guī)劃可操作性等因素，選取研究區(qū)域，共計195.66 km2。

2 數(shù)據(jù)與方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

本研究數(shù)據(jù)主要為松藻礦區(qū)1999年spot4(10 m分辨率)、2004年spot5(2.5 m分辨率)、2008年黑白衛(wèi)片(1 m分辨率)，各期影像數(shù)據(jù)經(jīng)過幾何糾正、大氣糾正、配準(zhǔn)和圖像增強(qiáng)處理，采用機(jī)助目視判斷的方法，利用ERDAS IMAGEING 9.2軟件，提取研究區(qū)域土地利用/覆被信息，如附圖4所示。運用概率積分法進(jìn)行地表移動數(shù)值模擬，并通過地面調(diào)查對計算結(jié)果進(jìn)行修正，將修正的塌陷結(jié)果與礦區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖進(jìn)行疊加，得到地面塌陷面積。鑒于礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的特殊性，根據(jù)研究目的和我國土地利用分類體系，將研究區(qū)分類整合為耕地、林地、草地、園地、水域、未利用地、建設(shè)用地、塌陷地，各類土地利用類型面積統(tǒng)計見表1。

表1 研究區(qū)域1999-2008年土地利用類型面積統(tǒng)計km2

社會經(jīng)濟(jì)數(shù)據(jù)主要來自《綦江統(tǒng)計年鑒(2009—2012年)》，綦江縣石壕鎮(zhèn)、打通鎮(zhèn)、趕水鎮(zhèn)、安穩(wěn)鎮(zhèn)《農(nóng)村綜合統(tǒng)計年報表(2008年)》，逐月氣象數(shù)據(jù)(1961—2010年)來自綦江縣氣象局，由于本研究區(qū)域尚未有案例，部分評價參數(shù)選用類似區(qū)域研究成果代替。

2.2 研究方法

根據(jù)千年生態(tài)系統(tǒng)評估概念框架，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能分為：供給服務(wù)、調(diào)節(jié)服務(wù)、支持服務(wù)和文化服務(wù)四大類[11]。本次選取供給服務(wù)中的食物及原料供應(yīng)；調(diào)節(jié)服務(wù)的氣候調(diào)節(jié)、空氣凈化、水源涵養(yǎng)、控制侵蝕、廢棄物處理；支持服務(wù)中的營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)。生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值計算公式參照Costanza等[4]的成果：

(1)

式中：V——研究區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值(元)；Pij——單位面積上土地利用類型i的j種生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值[元/(hm2·a)]；Ai——研究區(qū)域內(nèi)土地利用類型i的面積(hm2)。

生態(tài)系統(tǒng)文化服務(wù)中的相關(guān)內(nèi)容難以定量描述，本次評價暫不考慮。園地、建設(shè)用地、未利用地、塌陷地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值，目前還沒有比較成熟的研究。園地單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值取林地和草地的均值，未利用地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值取為0。建設(shè)用地屬于人工生態(tài)系統(tǒng)，需要向自然生態(tài)系統(tǒng)索取自然資源和排棄廢物，對自然生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生負(fù)向影響。本研究選取食物供應(yīng)、水源涵養(yǎng)、空氣凈化和廢棄物處理對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值進(jìn)行衡量。單位面積建設(shè)用地的食物供應(yīng)價值為人口密度與每人年均食物消費的乘積，根據(jù)《綦江統(tǒng)計年鑒》(2008年)，計算出建設(shè)用地單位面積食物供應(yīng)價值為-12 510元/hm2，水源涵養(yǎng)、空氣凈化和廢棄物處理的價值則參考文獻(xiàn)[12]，分別取-3 400元/hm2、-372元/hm2、-5 034元/hm2。塌陷地屬于受損生態(tài)系統(tǒng)，由于塌陷地地表變形嚴(yán)重，產(chǎn)生大量裂縫，使地表不能有效涵養(yǎng)水分、保持土壤，其水源涵養(yǎng)、控制侵蝕的價值為零，塌陷地的生態(tài)服務(wù)功能僅考慮食物生產(chǎn)、氣候調(diào)節(jié)、空氣凈化、廢棄物處理、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)。

2.2.1 供給服務(wù) 供給服務(wù)功能采用市場價值法進(jìn)行評估，研究區(qū)供給服務(wù)功能主要由耕地、園地、林地、草地、水域提供的產(chǎn)品，其中研究區(qū)域主要糧食作物為水稻、小麥。通過分析石壕鎮(zhèn)、打通鎮(zhèn)、趕水鎮(zhèn)、安穩(wěn)鎮(zhèn)2008年《農(nóng)村綜合統(tǒng)計年報表》，水稻單產(chǎn)為5 325 kg /hm2，小麥為4 170 kg /hm2，研究區(qū)域水稻和小麥2008年市場單價為1.6元/ kg。林地單位面積產(chǎn)值為1 030元/hm2，草地單位產(chǎn)值為1 012元/ hm2，水域單位產(chǎn)值為2 276元/hm2。根據(jù)現(xiàn)場調(diào)查和農(nóng)戶走訪，塌陷范圍內(nèi)旱地減產(chǎn)30%，水田全部改為旱地，產(chǎn)量減少50%，水域幾乎全部干涸，初步估算出塌陷地單位面積供給服務(wù)價值為1 124元/hm2。

2.2.2 調(diào)節(jié)服務(wù) (1) 氣候調(diào)節(jié)。植物通過吸收CO2，放出O2對氣候進(jìn)行調(diào)節(jié)，生態(tài)系統(tǒng)調(diào)節(jié)氣候的價值主要體現(xiàn)在不同土地利用類型固定CO2、制造O2的經(jīng)濟(jì)價值?；诠夂献饔霉剑参锩可a(chǎn)1 g干物質(zhì)能吸收CO2為1.63 g，釋放O2為1.20 g，則固定CO2的價值、釋放O2的價值分別按式(2)和式(3)計算：

Vci=1.63Pc×NPPi

(2)

Voi=1.20Po×NNPi

(3)

式中：Vci——第i種土地利用類型吸收CO2的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Voi——土地利用類型i釋放O2的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Pc——削減CO2的成本(元/t)；Po——工業(yè)制氧的成本(元/t)；NPPi——土地利用類型i的初級凈生產(chǎn)力[kg/(hm2·a)]。以1990年造林成本260.90元/t、工業(yè)制氧成本400元/t為基準(zhǔn)，按照中國歷年通貨膨脹率，2008年造林成本為630.06元/t，工業(yè)制氧成本為965.98元/t。依據(jù)文獻(xiàn)[13-14]，林地、草地、耕地、水域NPP分別為6 860 kg/(hm2·a)，4 170 kg/(hm2·a)，6 000 kg/(hm2·a)，1 800 kg/(hm2·a)。根據(jù)實地調(diào)查，塌陷區(qū)內(nèi)耕地的生產(chǎn)能力明顯下降，林、草地長勢較好，并未出現(xiàn)大面積植被損毀，水域干涸。本研究中，塌陷范圍內(nèi)耕地NPP按未塌陷耕地的50%折算，林、草地NPP為未塌陷林、草的80%，水域NPP為0。

(2) 空氣凈化。生態(tài)系統(tǒng)空氣凈化功能包括吸收物質(zhì)、阻滯粉塵、殺滅病菌和降低噪聲等，本研究主要通過生態(tài)系統(tǒng)吸收SO2、滯塵進(jìn)行空氣凈化價值評價。

吸收SO2的價值采用下式進(jìn)行計算：

Vsi=Qsi×Ps

(4)

滯塵價值計算如下：

Vdi=Qdi×Pd

(5)

式中：Vsi——第i中土地利用類型吸收SO2的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Qsi——土地利用類型i單位面積吸收SO2的能力[kg/(hm2·a)]；Ps——削減SO2的成本(元/t)；Vdi——第i中土地利用類型滯塵的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Qdi——土地利用類型i單位面積滯塵的能力[kg/(hm2·a)]；Pd——削減粉塵的成本(元/t)。根據(jù)馬新輝等[15]的研究成果，耕地吸收SO2的能力為45 kg/(hm2·a)，耕地的滯塵能力為33.2 kg/(hm2·a)；由于礦區(qū)森林植被以闊葉林為主，按照《中國生物多樣性國情研究報告》[16]，闊葉林吸收SO2的能力為88.65 kg/(hm2·a)，滯塵能力為10 110 kg/(hm2·a)；參考文獻(xiàn)[17]的計算方法，草地吸收SO2的能力為草地地上部分NPP(替代干草重量)、單位重量干草單位時間吸收SO2的量、牧草生長期的乘積，地下凈生物量與地上凈生物量比值為2.31[18]，西南山地草地NPP取4 170 kg/(hm2·a)，1 kg干草吸收SO2的能力為1×10-3kg/d，牧草生長期按100 d/a。草地的平均滯塵能力為1.2 kg/(hm2·a)[17]。SO2和粉塵的削減成本分別為600元/t、170元/t[16]。單位面積塌陷耕地空氣凈化能力按照未塌陷耕地空氣凈化能力的60%折算，塌陷林地、草地按未塌陷林地、草地的80%折算。

(3) 水源涵養(yǎng)。本研究主要采用降水儲存量法衡量水源涵養(yǎng)功能的價值。公式如下：

Vwi=Qi×Pw

(6)

Qi=J×Ri

(7)

J=J0×K

(8)

Ri=R0-Rgi

(9)

式中：Vwi——土地利用類型i單位面積涵養(yǎng)水分的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Qi——土地利用類型i單位面積涵養(yǎng)水分量(t/hm2)；Pw——水價(元/t)；J——研究區(qū)域多年均產(chǎn)流降雨量(mm)；J0——研究區(qū)域多年均降雨總量；K——研究區(qū)域產(chǎn)流降雨量占降雨總量的比值；Ri——與裸地比較，土地利用類型i減少徑流的效益系數(shù)；R0——產(chǎn)流降雨條件下裸地降雨徑流率；Rgi——產(chǎn)流降雨條件下土地利用類型i降雨徑流率。根據(jù)綦江氣象局資料，研究區(qū)域多年平均降雨量為1 070 mm，K取0.6[19]。根據(jù)文獻(xiàn)[17]，R值耕地為0.2、林地0.3、草地為0.2。該功能采用替代工程法進(jìn)行評價，水庫蓄水成本為1990年不變價0.66元/t[16]，按照中國歷年通貨膨脹率，2008年水庫蓄水成本為1.69元/t。由于研究區(qū)域資料缺乏，水域水源涵養(yǎng)價值取我國陸地地表水生態(tài)系統(tǒng)水源涵養(yǎng)均值，根據(jù)文獻(xiàn)[20]，我國陸地地表水水源涵養(yǎng)價值為1 226.7億元，我國內(nèi)陸水域面積為17萬km2[21]。

(4) 廢棄物處理。本研究主要通過耕地、草地對牲畜糞便的消納降解及水體對N、P的降解估算生態(tài)系統(tǒng)的廢棄物處理價值。其中，耕地廢棄物處理價值量按下式估算：

Vf=E×Pe

(10)

式中：Vf——單位面積耕地廢棄物處理經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；E——單位面積耕地施畜禽糞便量；Pe——畜禽糞便處理平均成本。單位面積耕地施畜禽糞便量取18 000 kg/hm2，畜禽處理成本為0.1元/kg[22]。

草地廢棄物處理價值量估算如下：

Vg=λ×Z×N×Pe

(11)

N=(uNPPg×δ)/365a

(12)

式中：Vg——單位面積草地廢棄物處理經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；λ——牲畜糞便歸還草地的比率；Z——羊個體每年排出的糞便量(kg)；N——單位面積草地載畜量(羊單位/hm2)；uNPPg——草地地上部分凈初級生產(chǎn)力(在此替代干草產(chǎn)量)[kg/( hm2·a)]；δ——牧草利用率；a——一只羊每日食干草量(kg)。根據(jù)文獻(xiàn)[17]，歸還率為30%，牧草利用率為50%，羊每日食干草量為1.5 kg。依據(jù)文獻(xiàn)[23]，羊個體每年排出的糞便量為0.8 t。按前文所述，uNPPg為1 260 kg/(hm2·a)。

水生態(tài)系統(tǒng)降解廢棄物的價值主要通過湖泊、河流、沼澤等對N、P的凈化功能進(jìn)行核算，研究區(qū)域水體的廢棄物降解價值主要參考湖泊水體N、P的凈化效益，根據(jù)文獻(xiàn)[20,24]，湖泊的N、P凈化效益為2.7億元，我國湖泊總面積為71 787 km2。

(5) 控制侵蝕。生態(tài)系統(tǒng)控制侵蝕能力主要體現(xiàn)在減少土地?fù)p失，保持土壤肥力，減少泥沙淤積。生態(tài)系統(tǒng)減少土地?fù)p失的價值量按以下公式計算：

Vti=(Qmi×Pti)/(W×H)

(13)

式中：Vti——土地利用類型i減少土地?fù)p失的單位面積價值(元/hm2)；Pti——土地利用類型i單位面積收益(元)；Qmi——土地利用類型i土壤保持量[t/(hm2·a)]；W——土壤容重(t/m3)；H——土層厚度(m)。根據(jù)2008年綦江農(nóng)村綜合統(tǒng)計報表，耕地、林地、草地的單位面積分別為7 596，1 030，1 012元/ hm2。由于研究區(qū)域?qū)儆诘湫涂λ固氐貐^(qū)，參考文獻(xiàn)[25]，耕地、林地、草地土壤保持量分別為454，530，522 t/(hm2·a)。土層厚度取全國土壤平均表土厚度為0.6 m，由于研究區(qū)域主要土壤類型為黃壤，質(zhì)地黏，土壤容重取1.25 g/cm3[26]。

生態(tài)系統(tǒng)保持土壤肥力的價值量按下式計算：

Vli=∑(Qmi×ρj×Mni×Pli)

(14)

式中：Vli——土地利用類型i單位面積保持土壤肥力的經(jīng)濟(jì)價值(元/hm2)；Mni——土地利用類型i土壤中N，P，K的平均含量(mg/kg)；ρj——土壤中N，P，K折算為化肥的系數(shù)；Pli——碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價(元/t)。根據(jù)實地采樣，研究區(qū)域黃壤中速效氮、速效磷、速效鉀的含量分別為135.02，16.69，241.79 mg/kg，其換算為碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的系數(shù)分別為5.571，3.373，1.667[27]。2008年，研究區(qū)域碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價分別為0.6，0.76，1.06元/kg。

生態(tài)系統(tǒng)減少泥沙淤積的價值量計算如下：

Vyi=Qmi×Py

(15)

式中：Vyi——土地利用類型i單位面積減少泥沙淤積的價值(元/hm2)；Py——修建1 m3農(nóng)用水庫的投資費用。水庫蓄水成本為1.34元/m3。水體控制侵蝕功能主要體現(xiàn)在湖泊對土壤的截留和河流運移泥沙、沖刷河床上的淤積物，研究區(qū)域水域的控制侵蝕價值主要參考文獻(xiàn)[20]。

2.2.3 支持服務(wù) 本文主要通過營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的價值來評估支持服務(wù)功能價值。本研究首先估算營養(yǎng)物質(zhì)在不同土地利用類型中的年存貯量，進(jìn)而通過替代價格法估算營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)過程中產(chǎn)生的經(jīng)濟(jì)效益。公式如下：

Vri=∑Qri×Prj

(16)

Qri=∑NPPi×Cij

(17)

式中：Vri——土地利用類型i營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)的單位面積價值(元/hm2)；Qri——土地利用類型i單位面積吸收營養(yǎng)物質(zhì)量[t/(hm2·a)]；Cij——土地利用類型i植物體中N，P，K的平均含量(mg/kg)；Prj——碳酸氫胺、過磷酸鈣、氯化鉀的單價(元/kg)。NPP值參照文獻(xiàn)[13]，林地、草地、耕地植物體中N，P，K的平均含量，參見《中國陸地生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)物質(zhì)分配率表》[28]，碳酸氫胺、過磷酸鈣和氯化鉀的單價如前文所述。

3 結(jié)果與分析

3.1 各種土地利用類型單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值

研究區(qū)域各種土地利用類型單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值，計算結(jié)果見表2。從土地利用類型來看，單位面積生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值從高到低的順序為：耕地>林地>園地>草地>水域>塌陷地>未利用地>建設(shè)用地。耕地的單位面積價值高達(dá)2.89萬元/(hm2·a)，塌陷地的單位面積價值量僅為1.38萬元/(hm2·a)，為耕地價值量的47%，林地價值量的55%。

耕地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值主要為調(diào)節(jié)氣候和食物生產(chǎn)，高達(dá)15 656，7 596元/(hm2·a)，水源涵養(yǎng)、廢棄物降解和控制侵蝕的價值也較高，凈化空氣的價值最小，僅33元/(hm2·a)。林地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能則以調(diào)節(jié)氣候和水源涵養(yǎng)為主，分別為17 900，3 285元/(hm2·a)。水域的水源涵養(yǎng)價值量最大，為7 216元/(hm2·a)。建設(shè)用地屬于人工生態(tài)系統(tǒng)，其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能為負(fù)效應(yīng)，食物生產(chǎn)和廢棄物降解的負(fù)效應(yīng)最大，分別為-12 510，-5 034元/(hm2·a)。塌陷地作為受損生態(tài)系統(tǒng)，其生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值較其他土地類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值量偏少，其中水源涵養(yǎng)和控制侵蝕的價值為0，調(diào)節(jié)氣候和凈化空氣的價值量較大，分別為10 623，714元/(hm2·a)。

表2 研究區(qū)域各種土地利用類型單位面積生態(tài)服務(wù)價值 元/(hm2·a)

3.2 塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值損失變化

根據(jù)表1、表2計算出1999—2008年松藻礦區(qū)塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值損失變化情況，見表3。松藻礦區(qū)塌陷地?fù)p失的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值持續(xù)上升，1999年、2004年、2008年損失的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值分別為2 719萬元、4 179萬元、5 496萬元，分別占研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)總價值量的6%，10%，14%，平均每年增加的生態(tài)服務(wù)價值損失量為278萬元，平均每1 km2損失的生態(tài)服務(wù)價值損失為96.48萬元。2008年松藻礦區(qū)采出煤量為590萬t，2008年煤炭市場價格為348元/t，松藻礦區(qū)因采煤塌陷損失的生態(tài)服務(wù)價值量占礦區(qū)煤炭生產(chǎn)總值的2.8%，平均每開采一t煤而損失的生態(tài)服務(wù)價值為9.31元。

3.3 研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化

1999—2008年研究區(qū)域生態(tài)價值服務(wù)變化見表4。各類型生態(tài)服務(wù)價值中，調(diào)節(jié)氣候價值量占總價值的比重最大，達(dá)到69%，食物生產(chǎn)、水源涵養(yǎng)的價值量也較大，分別占總價值量的11%，8%。這主要由于研究區(qū)域的林地、耕地的面積占總面積的比重較大，而林地、耕地的氣候調(diào)節(jié)、食物生產(chǎn)價值量較大。

表3 研究區(qū)域塌陷地生態(tài)服務(wù)價值損失變化

1999—2008年研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值持續(xù)降低，2008年，除凈化空氣的價值量略有上升，其他類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值量均較1999年的價值量小。造成生態(tài)服務(wù)價值量減少的原因：一方面是由于山區(qū)煤炭井工開采，造成地面變形，致使地表產(chǎn)生大量地裂縫和塌陷坑，破壞土地資源，降低土地生產(chǎn)能力，致使生態(tài)系統(tǒng)受損，從而削弱了生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能；另一方面由于煤炭開采引起研究區(qū)域林地、耕地、草地、建設(shè)用地、水域等土地利用類型之間的相互轉(zhuǎn)化，采煤活動所形成的煤矸石山、煤炭儲運場、煤炭企業(yè)建設(shè)場地等大量壓占耕地、草地，致使耕地、草地等向建設(shè)用地、園地轉(zhuǎn)化，從而降低了區(qū)域的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值。

1999—2008年，水源涵養(yǎng)、控制侵蝕的服務(wù)價值逐漸減少，主要是因松藻礦區(qū)煤系地層上部多為長興灰?guī)r，溶洞十分發(fā)育，煤層開采后引起上覆巖層移動和變形，使溶洞水疏干，地表產(chǎn)生各種不同形態(tài)的塌陷漏斗、塌陷坑、地裂縫，改變了水循環(huán)路徑，使地下水位降低，山坪塘干涸、溪溝斷流，水域面積逐漸減少，地表貯存水分的能力下降，水源涵養(yǎng)功能減弱；同時，煤炭開采后，極易誘發(fā)滑坡、泥石流等地質(zhì)災(zāi)害，加劇水土流失，從而削弱生態(tài)系統(tǒng)控制侵蝕的能力。1999—2008年間，空氣凈化價值量略有上升，主要是因為研究區(qū)域處于西南山地區(qū)，氣候溫暖，降雨豐沛，地表覆被較好，煤炭開采不會引起大規(guī)模的植被破壞，森林和草地生態(tài)系統(tǒng)受到的破壞較小，而森林和草地生態(tài)系統(tǒng)的空氣凈化能力較強(qiáng)；此外，1999—2008年間，園地面積持續(xù)上升，也對生態(tài)系統(tǒng)凈化空氣價值量上升有一定的影響。

表4 研究區(qū)域1999-2008年生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化

4 結(jié) 論

(1) 研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)中耕地的單位面積價值量最高，塌陷地的單位面積價值量較小，僅高于未利用地、建設(shè)用地，建設(shè)用地的單位面積生態(tài)負(fù)價值也較高。其主要生態(tài)價值以調(diào)節(jié)氣候最高，依次為食物生產(chǎn)、水源涵養(yǎng)、控制侵蝕、凈化空氣、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)、廢棄物降解。

(2) 1999—2008年，研究區(qū)域因采煤塌陷而損失的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值量不斷增大，平均損失的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值占總價值量的10%。目前，松藻礦區(qū)煤炭經(jīng)濟(jì)價值的獲取是以犧牲人類賴以生存的生態(tài)環(huán)境為代價，如果不采取任何生態(tài)恢復(fù)措施，將影響礦區(qū)可持續(xù)發(fā)展，因此礦區(qū)土地復(fù)墾和生態(tài)恢復(fù)顯得尤為重要。

(3) 西南山區(qū)采煤活動對生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化的影響表現(xiàn)為：首先，采煤致使地表塌陷，破壞土地資源，降低土地生產(chǎn)能力，致使生態(tài)系統(tǒng)受損，從而削弱了生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能，這是西南山區(qū)采煤塌陷地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值降低的主要原因；其次，采煤活動引起土地利用類型之間的相互轉(zhuǎn)化是區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值降低的重要因素。

(4) 本研究評估了研究區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的支持服務(wù)、調(diào)節(jié)服務(wù)、供給服務(wù)的經(jīng)濟(jì)價值，由于對數(shù)據(jù)及方法的局限性，未考慮文化服務(wù)的價值，因此本研究的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值應(yīng)比實際生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值偏低。由于采煤對土地破壞的機(jī)理比較復(fù)雜，對生態(tài)系統(tǒng)各項功能的影響程度還需進(jìn)深入探索，要想定量評價采煤沉陷造成的生態(tài)系統(tǒng)影響還需要做許多基礎(chǔ)研究工作。研究區(qū)域數(shù)據(jù)資料缺乏，本研究選取的部分參數(shù)是根據(jù)相關(guān)研究借鑒的經(jīng)驗數(shù)據(jù)，適用性方面可能存在不足之處。此外，建設(shè)用地、未利用地的生態(tài)服務(wù)價值，目前還未有全面的評估方法，在未來工作中還需進(jìn)一步研究。

[1] 劉梅,王美英,秦東峰.神府礦區(qū)水資源利用與保護(hù)及其調(diào)控對策[J].水土保持研究,2010,17(6):186-188.

[2] 張成梁,袁元和,劉士余,等.采煤對山西省的環(huán)境影響及其生態(tài)修復(fù)策略[J].水土保持研究,2008,15(2):139-142.

[3] 謝元貴,車家驤,孫文博,等.煤礦礦區(qū)不同采煤塌陷年限土壤物理性質(zhì)對比研究[J].水土保持研究,2012,19(4):26-29.

[4] Costanza R, d′Arge R, De Groot R, et al. The value of the world′s ecosystem services and natural capital[J]. Nature,1997,387(6630):253-260.

[5] 謝高地,魯春霞,冷允法,等.青藏高原生態(tài)資產(chǎn)的價值評估[J].自然資源學(xué)報,2003,18(2):189-196.

[6] 謝高地,甄霖,魯春霞,等.一個基于專家知識的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值化方法[J].自然資源學(xué)報,2008,23(5):911-919.

[7] 李保杰,顧和和,紀(jì)亞洲,等.基于RS和GIS的礦區(qū)土地利用變化對生態(tài)服務(wù)價值損益影響研究:以徐州市九里礦區(qū)為例[J].水土保持研究,2010,17(5):123-128.

[8] 陳雅琳,高吉喜,常學(xué)禮,等.礦區(qū)土地利用及生態(tài)服務(wù)價值動態(tài)評估:以山西省朔州市為例[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境,2011,25(1):44-48.

[9] 王利用,韓春建,唐征,等.紅旗煤礦開采沉陷土地生態(tài)服務(wù)價值影響[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2010,26(21):301-304.

[10] 李明明,丁忠義,卞曉紅,等.煤炭開采對礦區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)功能影響評價[J].土壤通報,2012,43(6):1311-1317.

[11] 張永民譯.生態(tài)系統(tǒng)與人類福祉:評估框架[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,2007.

[12] 付鳳春,周寶同,梁開新.兩江新區(qū)土地利用的生態(tài)服務(wù)價值研究[J].西南師范大學(xué)學(xué)報:自然科學(xué)版,2012,37(1):67-73.

[13] 谷曉平,黃玫,季勁鈞,等.近20年氣候變化對西南地區(qū)植被凈初級生產(chǎn)力的影響[J].自然資源學(xué)報,2007,2202):251-259.

[14] 劉某承,李文華.基于凈初級生產(chǎn)力的中國各地生態(tài)足跡均衡因子測算[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報,2010,26(5):401-406.

[15] 馬新輝,孫根年,任志遠(yuǎn).西安市植被凈化大氣物質(zhì)量的測定及其價值評價[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境,2002,16(4):83-86.

[16] 中國生物多樣性國情研究報告編寫組.中國生物多樣性國情研究報告[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,1998.

[17] 陳春陽,戴君虎,王煥炯,等.基于土地利用數(shù)據(jù)集的三江源地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值變化[J].地理科學(xué)進(jìn)展,2012,31(7):970-977.

[18] 趙同謙,歐陽志云,賈良清,等.中國草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能間接價值評價[J].生態(tài)學(xué)報,2004,24(6):1101-1110.

[19] 李文華等.生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值評估的理論、方法與應(yīng)用[M].北京:中國人民大學(xué)出版社,2008.

[20] 趙同謙,歐陽志云,王效科,等.中國陸地地表水生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能及其生態(tài)經(jīng)濟(jì)價值評價[J].自然資源學(xué)報,2003,18(4):443-452.

[21] 魯奇.中國耕地資源開發(fā)、保護(hù)與糧食安全保障問題[J].資源科學(xué),1999,21(6):5-8.

[22] 唐衡,鄭渝,陳阜,等.北京地區(qū)不同農(nóng)田類型及種植模式的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值評估[J].生態(tài)經(jīng)濟(jì),2008(7):56-59.

[23] 朱建春,李榮華,楊香云,等.陜西畜禽糞便的時空分布、氮磷負(fù)荷及利用策略[J].可再生能源,2012,30(12):117-121.

[24] 劉連成.中國湖泊富營養(yǎng)化的現(xiàn)狀分析[J].災(zāi)害學(xué),1997,12(3):61-65.

[25] 王堯.喀斯特地區(qū)土壤侵蝕模擬研究:以貴州省烏江流域為例[D].北京:北京大學(xué),2011.

[26] 張正峰,王琦,谷曉坤.秀山自治縣土地整治生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值響應(yīng)研究[J].中國土地科學(xué),2012,26(7):50-55.

[27] 許月卿,蔡運龍.土壤侵蝕經(jīng)濟(jì)損失分析及價值估算:以貴州省貓?zhí)恿饔驗槔齕J].長江流域資源與環(huán)境,2006,15(4):470-474.

[28] 簡太敏.三峽庫區(qū)(重慶段)生態(tài)服務(wù)功能定量遙感測量與價值估算[D].重慶:重慶師范大學(xué),2012.

EcosystemServiceValueintheCoalMiningSubsidenceAreaofMountainRegion,SouthwestChina—ACaseStudyinSongzaoMiningAreaofChongqingCity

TANG Zi-han1,2, LI Yan-jun1,2, CHEN Zhao1,3, LU Jia-hao1,2

(1.ChongqingKeyLaboratoryofExogenicMineralizationandMineEnvironment,ChongqingInstituteofGeologyandMineralResources,Chongqing400042,China; 2.ChongqingResearchCenterofStateKeyLaboratorofCoalResourcesandSafeMining,Chongqing400042,China; 3.GuangdongInstituteofEco-environmentandSoilSciences,Guangzhou410650,China)

To study the land ecological service value because of underground coal mining, under the framework of Millennium Ecosystem Assessment (MA), by means of opportunity cost method and shadow project method, and based on the land use data of Songzao mining area in the year of 1999, 2004, 2008, which is the typical coal mining subsidence area of mountain region Southwest China, the dynamic valuation of ecosystem services of Songzao mining area was carried out in this paper, including food production, climate regulation, air regulation, water conservation, soil conservation, nutrient regulation, and waste degradation. The results show that farmland had the highest ecological service value in unit area, while coal mining subsidence area had the lower value which accounted for 47 percent of farmland. The loss of the economic value of ecosystem services in the studied area increased gradually from 1999 to 2008, which accounted for 10% of the total value. The destruction of land resources by coal mining was the main factor affecting the reduction of the ecosystem service value in the studied area and shift of land use type resulted from coal mining was the secondary factor. Land reclamation and ecological restoration are the important approaches to attack the land degradation problem and to achieve sustainable development in the mining area.

ecosystem service value; millennium ecosystem assessment; coal mining subsidence area of southwest mountain region

2013-07-12

：2013-08-26

國土資源部公益性行業(yè)科研專項項目“西南山地采煤塌陷地生態(tài)復(fù)墾技術(shù)開發(fā)與示范項目”(200911015-04)

唐紫晗(1987—),女,四川南充人,碩士,助理工程師,從事土地復(fù)墾、水環(huán)境管理研究。E-mail:tangzihanxiao@126.com

X171.1

：A

：1005-3409(2014)02-0172-07