劉 英，朱 蓉，岳 輝

(1.西安科技大學 測繪科學與技術學院，陜西 西安 710054；2.西安科技大學 西部礦山生態(tài)環(huán)境修復研究院，陜西 西安 710054)

0 引 言

煤炭是社會與經濟發(fā)展的重要物質基礎，也是人們生產生活的主要能源[1]。露天煤礦是由地質變化沉積在地表或淺層的煤炭層，直接通過露天開采。發(fā)達國家露天開采的煤炭產量所占比重通常超過井下開采，是煤炭開采的主要形式[2]；近年來，我國露天煤礦建設與生產取得了快速發(fā)展，露天開采的煤炭產量比重呈逐年上升趨勢[3]。由于露天開采占壓和挖損土地，對地貌造成破壞，地表形態(tài)、生物種群以及淺部地層直接損毀，地表表層植被遭到破壞[4]，原本穩(wěn)定的系統(tǒng)受到嚴重干擾，生態(tài)環(huán)境發(fā)生巨變。因此，對露天礦區(qū)生態(tài)環(huán)境變化進行監(jiān)測與評價一直以來是研究的熱點。遙感技術因其能夠大范圍快速高效的獲取地表信息而被廣泛應用于露天礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境監(jiān)測中。

20世紀60年代國外開始利用遙感技術對礦產資源開采狀況進行監(jiān)測[5]；在礦產資源開發(fā)過程中所造成的環(huán)境影響從最初主要集中在對礦區(qū)水的影響[6-8]、植被破壞[9]、土壤成分變化[10]以及土地利用類型變化[11]等方面，到逐漸深入研究礦區(qū)植被恢復[12]、土地復墾[13]以及基于生態(tài)環(huán)境綜合指標的礦區(qū)生態(tài)環(huán)境監(jiān)測[14]等方面。

土地復墾與植被恢復和礦區(qū)生態(tài)環(huán)境密切相關，利用遙感技術可以監(jiān)測植被的生長狀態(tài)并探究礦區(qū)生態(tài)恢復情況。相關研究分別利用遙感生態(tài)指數(remote sensing ecology index，RSEI)[15]或植被凈初級生產力(net primary productivity，NPP)探討礦區(qū)生態(tài)環(huán)境的變化，未考慮兩者的綜合影響?；赗SEI和NPP，利用線性加權分析法構建綜合指數分析平朔礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境演變狀況，同時基于平朔礦區(qū)的土地利用數據分析平朔礦區(qū)1989—2019年復墾與采礦區(qū)域的面積變化和復墾區(qū)域生態(tài)恢復力受RSEI與NPP的影響程度，研究結果可為相關部門制定平朔礦區(qū)環(huán)境治理政策，有效實現為土地復墾提供科學支撐。

1 數據與方法

1.1 研究區(qū)概況

平朔礦區(qū)位于山西省北部朔州市境內，是中國規(guī)模最大、現代化程度最高的煤炭生產基地之一，區(qū)內主要有安太堡、安家?guī)X、東露天礦三大礦區(qū)(圖1)。安太堡、安家?guī)X礦區(qū)地理坐標為東經112°19′20″～112°26′32″，北緯39°27′48″～39°31′13″；東露天礦地理坐標為東經112°26′30″～112°29′52″，北緯39°32′45″～39°34′15″。礦區(qū)屬典型的北溫帶半干旱大陸性季風氣候，氣溫年較差和日較差大。礦區(qū)為黃土丘陵地貌，地勢北高南低，地形以山地、丘陵為主。

圖1 平朔礦區(qū)地理位置及高程

1.2 數據來源與處理

采用1989—2019年的Landsat系列共四景遙感影像作為研究數據，影像均為9月份無云的清晰影像(表1)。原始數據經過輻射定標、大氣校正和幾何校正等預處理工作。根據平朔礦區(qū)的實際地物類型和《土地利用現狀分類標準(GB/T 21010—2007)》，利用支持向量機分類結合目視解譯的方法將研究區(qū)土地利用類型劃分為耕地、林地、草地、建筑用地、露天采坑、剝離區(qū)、排土場和工業(yè)廣場。本研究所用的氣象數據來自中國氣象數據網(http：//data.cma.cn/)，包括月降水量、月平均氣溫以及月總太陽輻射數據等。

表1 遙感影像數據來源

2 研究方法

2.1 遙感生態(tài)指數RSEI的計算

遙感生態(tài)指數(RSEI)將綠度分量(NDVI)、濕度分量(WET)、干度分量(NDSI)和熱度分量(LST)4個遙感指數組合成新的指數影像后，進行主成分分析，獲得初始的生態(tài)指數RSEI0，再對RSEI0進行正規(guī)化得到所構建的遙感生態(tài)指數RSEI。各遙感指數具體計算方法參見文獻[16-20]。

2.2 基于CASA模型的NPP計算

本研究采用改進的CASA模型估算平朔礦區(qū)的NPP，所估算的NPP可以由植物吸收的光合有效輻射(absorbed photosynthetically active radiation,APAR)和實際光能利用率(ε)2個因子來表示，具體公式見文獻[21-22]。

2.3 利用熵值法計算RSEI與NPP的權重

信息熵是表示不確定性的量度，不確定性越大，其無序性就越大，因此信息熵是無序性的一種度量。若某個因子的空間變化不大，則信息熵的不確定性就越小，信息熵越小，相應的權重就越小，如果空間變化較大，相應的權重就大，權重的計算方法參見文獻[23]。

2.4 綜合指數的構建

線性加權分析法是為每個指標分配不同的權重系數，通過建立線性關系來計算每個像元的綜合指標值[24]。將RSEI和NPP指標的標準化值乘以相應的指標權重，構建綜合指數Z。Z值越大，表明礦區(qū)生態(tài)恢復力越強。計算見式(1)。

(1)

式中Z為每個像元的綜合指標值;Xij為像元i中指標j的歸一化值；Wj表示每個指標的權重系數，i=1，2，…，n，j=1，2。

3 實驗結果與分析

3.1 平朔礦區(qū)RSEI變化分析

參照文獻[25]的生態(tài)等級劃分方法，將RSEI值按等間隔分成5個等級，即差(0～0.2]、較差(0.2～0.4]、中(0.4～0.6]、良(0.6～0.8]和優(yōu)(0.8～1]，并制作遙感生態(tài)指數分級圖(圖2)，同時求取1989年、2002年、2009年和2019年9月(表2)各等級面積及其所占比例。經查文獻資料[26]可知，平朔礦區(qū)迄今經歷了4個階段分別為創(chuàng)業(yè)階段(1987—1991年)、發(fā)展階段(1992—2003年)、跨越階段(2004—2012年)以及轉型階段(2013年—至今)，因此，文中選取4個典型階段的不同遙感影像作為數據源來研究平朔礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境狀況。

表2 平朔礦區(qū)遙感生態(tài)指數級別統(tǒng)計

從圖2可知，生態(tài)質量為差的區(qū)域主要分布在采礦區(qū)，非采礦區(qū)的生態(tài)質量主要為良和中。安太堡、安家?guī)X礦區(qū)隨著開采面積的不斷擴大，2009年東露天礦出現明顯的開采范圍，隨著年份的推移，安太堡和安家?guī)X礦區(qū)向東北方向擴展，2個礦區(qū)邊界更加分明；東露天礦區(qū)以開采點為中心不斷進行擴張。非采礦區(qū)相對于1989—2002年生態(tài)環(huán)境質量明顯提高，中等及以上等級面積比重增加明顯。分別統(tǒng)計1989，2002，2009，2019各年份5個級別面積以及所占研究區(qū)總面積比，見表3。平朔礦區(qū)1989—2019年的生態(tài)環(huán)境質量呈上升趨勢，30 a年間平朔礦區(qū)RSEI等級分布主要以良為主，分別占總面積的26.20%，27.03%，28.81%，28.33%，雖然采礦面積逐年增加，但平朔礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境質量整體呈優(yōu)良趨勢發(fā)展，差等級的區(qū)域面積從1989年的33.00 km2減少到2019年的16.75 km2，減少了6.13%；30 a年間中等級的區(qū)域面積保持穩(wěn)定，平均面積為63.74 km2；2019年優(yōu)和良等級的面積相比于1989年都有所增加，等級為優(yōu)的面積增加了5.51 km2，等級為良的面積增加5.66 km2，相對于研究區(qū)總面積分別增加了2.13%和2.07%。

圖2 平朔礦區(qū)RSEI等級分布

3.2 平朔礦區(qū)NPP變化分析

通過改進的CASA模型反演平朔礦區(qū)NPP，由圖3可知，采礦區(qū)NPP值趨于0，非采區(qū)的NPP值接近于整個研究區(qū)的最高值，平朔礦區(qū)的NPP最大值呈遞減趨勢，從1989年月均13.734 gc/m2減少到2019年的月均7.640 gc/m2。從空間上來看，由于從1989—2019年，平朔礦區(qū)的采礦面積不斷增加，采礦區(qū)較小NPP值的范圍逐漸擴大，與此同時，礦區(qū)周邊復墾區(qū)域較明顯，NPP值有所增加。

圖3 平朔礦區(qū)NPP空間分布

3.3 平朔礦區(qū)復墾區(qū)域生態(tài)環(huán)境

3.3.1 土地利用變化分析

文中參考國家土地利用分類標準(GB/T 21010—2007)，結合平朔礦區(qū)實際情況，通過目視解譯為主、支持向量機分類為輔的方法將研究區(qū)劃分為耕地、林地、草地、建筑用地、排土場、剝離區(qū)、露天采坑、工業(yè)廣場等8大地物類型?；煜仃囼炞C分類結果表明總體精度93.2%，Kappa系數在0.87以上，滿足本研究對數據分類的精度要求。從表3可知，平朔礦區(qū)1989—2019年30 a間耕地、林地以及草地面積不斷減少，其中，耕地面積從1989年的167.02 km2減少到2019年的162.19 km2，林地面積減少了45.03 km2，草地面積減少了5.36 km2。相反，隨著采礦范圍的不斷擴大以及研究區(qū)城鎮(zhèn)化水平的加快，露天采坑、剝離區(qū)、排土場、工業(yè)廣場以及建筑用地均在增加，1989年上述5種地物類型的面積分別只有0.23，1.93，5.22，2.50，0.76 km2，2019年分別增加到18.34，11.25，8.18，15.18和12.88 km2，占總面積的24.83%。從土地利用現狀分類數據來看(圖4)，1989—2019年采礦區(qū)域范圍不斷擴大，安太堡和安家?guī)X露天礦范圍從西南向東北方向逐漸移動，東露天礦呈四周擴張趨勢。

表3 土地利用變化統(tǒng)計

圖4 平朔礦區(qū)土地利用現狀

安太堡、安家?guī)X和東露天礦分別于1985年、1998年和2006年投入生產[27]。由于平朔礦區(qū)主要復墾方向為耕地、林地、草地，故本研究中將各年期剝離區(qū)、建筑用地、排土場、工業(yè)廣場以及露天采坑轉為耕地、林地、草地的區(qū)域記為復墾區(qū)域；將各年期剝離區(qū)、建筑用地、排土場、工業(yè)廣場以及露天采坑未轉為耕地、林地、草地的區(qū)域記為未復墾區(qū)域。從圖5(a)可知，1989—2019年土地復墾區(qū)域面積不斷增加，其中復墾方向為耕地的區(qū)域從1989—2002年的0.24 km2增加到2009—2019年的12.92 km2，林地復墾面積30 a間相較于草地與耕地的復墾面積最少，復墾率為0.08 km2/a，草地復墾總面積1989—2019年達到16.58 km2，從復墾面積的變化來看，平朔礦區(qū)對礦區(qū)開采后的復墾規(guī)劃得到有效實施，且效果顯著；由圖5(b)可知，隨著采礦面積的不斷增大以及城市化進程的加快，未復墾區(qū)域面積也有所增加，露天采坑2002年比1989年有1.28 km2未發(fā)生地物類型變化，根據土地利用分類數據(圖4)可知，露天采坑的面積隨著年份的增長呈增加趨勢，排土場2009—2019年有5.00 km2未發(fā)生地物類型變化，剝離區(qū)、工業(yè)廣場的未復墾區(qū)域30 a間總面積為4.75 km2和12.59 km2，隨著城市化進程的加快，建筑用地的面積逐年增加，尤其是2009—2019年間，以建筑用地為類型的未復墾區(qū)域的面積達到9.17 km2。

圖5 1989—2019年復墾與未復墾區(qū)域面積變化

3.3.2 復墾/采礦區(qū)域植被NPP與RSEI研究

通常生態(tài)環(huán)境質量較好的區(qū)域，RSEI值也較大。從表4可知，1989—2002年，采礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境基本維持不變，RSEI均值在0.2左右；2009—2019年，采礦區(qū)生態(tài)環(huán)境質量呈變好趨勢，2009年的RSEI均值增加到0.264 9，2019年的RSEI比1989年增加了0.583；1989—2019年復墾區(qū)域的生態(tài)環(huán)境質量逐漸變好，RSEI均值由2002年的0.521增加到2019年的0.790。采礦區(qū)NPP月均值由1989年的2.307 gc/m2減少到2019年的1.083 gc/m2；復墾區(qū)域的生態(tài)環(huán)境得到改善，大多數采礦用地轉變成林地、草地以及耕地，2002年和2009年土地復墾區(qū)域NPP月均值分別為4.922 gc/m2和4.813 gc/m2，2019年的土地復墾區(qū)域NPP月均值比1989年采礦區(qū)增加了0.468 gc/m2。從圖6、圖7可知，復墾區(qū)域的RSEI、NPP值均高于采礦區(qū)，這是由于采礦區(qū)缺乏植被生長且土壤質地脆弱，其所反應的植被生長狀態(tài)以及生態(tài)環(huán)境質量就較差。隨著礦區(qū)環(huán)境保護政策的實施，采礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境質量逐漸有所好轉，2019年生態(tài)環(huán)境質量達到多年來最優(yōu)值。

圖6 復墾區(qū)域各年份NPP/RSEI空間變化

圖7 采礦區(qū)域各年份NPP/RSEI空間變化

表4 1989—2019年采礦和復墾區(qū)域RSEI、NPP均值對比

3.3.3 基于線性加權分析法的綜合指數分析

根據熵值法分別計算RSEI與NPP的權重，利用線性加權分析法得到生態(tài)復墾區(qū)域基于NPP和RSEI的綜合指標Z值?；陟刂捣ㄓ嬎?002—2019年RSEI與NPP所占權重(表5)表明，NPP比RSEI起主導作用，除2009年兩者所占權重相近外，2002年和2019年NPP權重值分別達到0.545和0.601。熵值法計算的RSEI和NPP的權重均為正值，則線性加權分析法得到的綜合指標越大表明復墾區(qū)域的環(huán)境狀況越好，礦區(qū)生態(tài)恢復力越強。Z值介于0～1之間，越接近于1表明復墾效果越好。從表6可知，2002年、2009年和2019年復墾區(qū)域生態(tài)恢復力均值分別為0.499，0.621和0.455，對應的標準差分別為0.235，0.239和0.223。在ArcGIS中根據自然間斷法將研究區(qū)的綜合指數Z分為4個等級(圖8)，分別為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ，代表礦區(qū)復墾恢復力由低到高。

表5 各指標所占權重

表6 各年份綜合指數均值及標準差

圖8 各年份生態(tài)綜合指數分級

從表7可知，復墾區(qū)域生態(tài)恢復力綜合指標值與RSEI和NPP均通過了P<0.01的顯著性檢驗，生態(tài)恢復力低的Ⅰ、Ⅱ區(qū)域主要受RSEI影響，其中2002年Ⅰ區(qū)的皮爾森相關系數達0.829，生態(tài)恢復力高的Ⅲ、Ⅳ區(qū)域主要受NPP的影響，其中2009年Ⅱ區(qū)的皮爾森相關系數達0.765。由圖9可知，位于Ⅰ區(qū)的生態(tài)恢復力的面積比重由2002年20.46%下降到2019年的13.33%；位于Ⅱ區(qū)的面積比重由2002年的30.98%下降到2019年的17.72%，表明2002—2019年間，復墾區(qū)域生態(tài)恢復力弱的區(qū)域面積逐漸減少；Ⅲ區(qū)的面積處于先減少后增加的趨勢，2019年面積比重達到23.79%，其均值為0.61；Ⅳ區(qū)的面積2002—2019年間持續(xù)增加，由2002年的16.46%增加到2019年的45.17%，說明2002—2019年間礦區(qū)生態(tài)恢復力高的面積逐漸增加。

圖9 不同復墾級別生態(tài)恢復力均值及所占礦區(qū)復墾面積

表7 各年份各指標與生態(tài)恢復力綜合指標相關性

4 結 論

1)平朔礦區(qū)的采礦區(qū)空間位置隨著年份的推移發(fā)生改變，安太堡和安家?guī)X礦區(qū)向東北方向移動，2個礦區(qū)邊界更加分明；東露天礦區(qū)以開采點為中心不斷擴張。

2)礦區(qū)采礦復墾面積均呈不斷增加趨勢，采礦面積從1989年的10.63 km2增加到2019年的65.84 km2；2019年的土地復墾面積相對于2002年增加了14.97 km2。

3)2019年平朔礦區(qū)生態(tài)環(huán)境質量為優(yōu)和良等級的面積比1989年均有所增加，分別增加了5.51和5.66 km2。由于采礦區(qū)范圍的增加，2019年采礦區(qū)NPP月均值相比于1989年減少了1.224 gc/m2，復墾區(qū)域比采礦區(qū)增加了0.468 gc/m2。

4)基于線性加權分析法構建的礦區(qū)復墾區(qū)的綜合指標表明1989—2019年生態(tài)恢復力低的Ⅰ區(qū)面積呈下降趨勢，生態(tài)恢復力高的Ⅳ區(qū)面積呈增加趨勢，表明平朔礦區(qū)復墾效果顯著。