煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)重分類及生態(tài)效應(yīng)分析

楊子睿， 侯湖平， 丁忠義， 王 慧

[中國礦業(yè)大學(xué)(徐州)環(huán)境與測繪學(xué)院，江蘇徐州 221116]

耕地生態(tài)系統(tǒng)是生物地球化學(xué)系統(tǒng)的核心組成部分，對人類生態(tài)環(huán)境有重要影響。煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)是在礦區(qū)范圍內(nèi)以耕作為主的耕地自然景觀和以礦產(chǎn)資源開采為主導(dǎo)的人類活動相互作用形成的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)[1]，其生態(tài)價值主要體現(xiàn)在為人類提供食物、工業(yè)原材料等直接價值和大氣調(diào)節(jié)、水源涵養(yǎng)等間接價值2個方面。由于受大規(guī)模礦產(chǎn)資源開發(fā)活動的擾動影響，煤糧復(fù)合區(qū)的土壤結(jié)構(gòu)遭到破壞，肥力下降，地表發(fā)生沉陷、積水等狀況，對區(qū)域內(nèi)的耕地生態(tài)系統(tǒng)造成了極大的影響[2-3]。開展煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值的變化研究，有利于解決煤糧復(fù)合區(qū)煤炭開采和耕地保護(hù)之間的矛盾，準(zhǔn)確認(rèn)識礦業(yè)活動對煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)功能價值的干擾效應(yīng)，明晰區(qū)域耕地可保有容量與煤礦區(qū)生態(tài)修復(fù)的預(yù)期目標(biāo)。

1 研究概述

煤糧復(fù)合區(qū)是當(dāng)前一個特殊的土地利用研究單元，在煤礦開采區(qū)域，由于大規(guī)模的礦產(chǎn)資源開發(fā)，區(qū)域內(nèi)耕地生態(tài)系統(tǒng)處于十分不穩(wěn)定的狀態(tài)，耕地利用類型發(fā)生劇烈變化。耕地利用類型和格局變化是影響研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)過程和生態(tài)價值的主要因素，因此可通過耕地利用類型和格局變化來反映耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值的變化，為生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)效應(yīng)的研究提供新的思路。目前對生態(tài)價值的研究結(jié)果主要集中在定量評價土地利用變化所引起的生態(tài)價值變化及其所產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)度量方面。在計算方法方面，國內(nèi)的研究多以謝高地等的生態(tài)價值估算成果[4]為依據(jù)，盧元清等在此基礎(chǔ)上針對小尺度生態(tài)系統(tǒng)提出了生態(tài)價值修正模型，將現(xiàn)實(shí)干擾因素考慮進(jìn)去，提高了生態(tài)價值的測算精度[5]。在研究對象方面，目前大多為大尺度區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)，少量為農(nóng)田、草地等生態(tài)子系統(tǒng)，對礦區(qū)尤其是煤糧復(fù)合區(qū)的研究還十分少見。楊璐等基于土地利用變化對鄒城市煤糧復(fù)合區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)價值進(jìn)行測算，為研究煤糧復(fù)合區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)價值提供了重要的研究思路[6]。本研究嘗試將劉洪江等使用的信息重分類方法[7]應(yīng)用于研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的重新判別，分別測算重分類后各耕地生態(tài)子系統(tǒng)的生態(tài)價值并分析其變化情況，并基于謝高地等提出的生態(tài)服務(wù)價值估算模型[4]構(gòu)建生態(tài)效應(yīng)計算模型，以反映自然、社會等因素對耕地生態(tài)系統(tǒng)的影響程度。

江蘇省徐州市沛北煤礦區(qū)是兩淮國家大型煤炭基地與華東地區(qū)煤炭工業(yè)基地的重要組成部分，是徐淮平原乃至黃淮海平原的商品糧生產(chǎn)基地，屬于典型的煤糧復(fù)合區(qū)。目前，沛北煤礦區(qū)已經(jīng)造成5 596.41 hm2土地塌陷，煤炭資源開采與耕地資源保護(hù)形成了極其尖銳的矛盾[8]。如何正確研判耕地變化時空格局及耕地變化生態(tài)效應(yīng)，對我國煤糧復(fù)合區(qū)資源協(xié)調(diào)利用調(diào)控、生態(tài)建設(shè)與社會穩(wěn)定至關(guān)重要[9]。本研究以徐州市沛北煤礦區(qū)作為研究對象，將2000、2004、2008年地球觀測系統(tǒng)(SPOT)遙感影像與土地利用現(xiàn)狀數(shù)據(jù)作為基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，通過分析與量化耕地生態(tài)系統(tǒng)價值，評估重分類下耕地面積和結(jié)構(gòu)變化引起的生態(tài)價值變化和生態(tài)效應(yīng)變化，揭示煤炭資源開采對耕地生態(tài)價值的影響，以期為煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)價值研究提供科學(xué)依據(jù)。

2 數(shù)據(jù)處理與研究方法

2.1 數(shù)據(jù)來源

所采用的遙感圖像為從中國科學(xué)院遙感與數(shù)字地球研究所購買的SPOT影像，影像分辨率為10 m×10 m，全色波段，時相選擇塌陷地水體信息豐富和植被光譜特征明顯的植物生長季后期的8—9月份，采集時間分別為2000年09月15日、2004年09月09日、2008年09月23日，云量均為0%。研究區(qū)枯水期影像選擇的是2000、2004、2008年3月期間的Landsat TM影像，并從徐州市國土資源局獲取了2011年沛縣土地利用現(xiàn)狀圖、2011年沛北煤礦區(qū)塌陷積水分布圖、2013年沛北煤礦區(qū)范圍矢量圖以及2000、2004、2008年沛北煤礦區(qū)塌陷范圍矢量圖(均為shp格式矢量數(shù)據(jù))，用于相關(guān)輔助分析；江蘇省徐州市沛縣的糧食產(chǎn)量和糧食單價均來源于2000、2004、2008年《徐州市統(tǒng)計年鑒》。

2.2 耕地信息重分類

煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)是在礦區(qū)范圍內(nèi)以耕作為主的耕地自然景觀和以礦產(chǎn)資源開采為主導(dǎo)的人類活動相互作用形成的復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)。在煤礦開采區(qū)域，由于大規(guī)模的礦產(chǎn)資源開發(fā)，區(qū)域內(nèi)耕地生態(tài)系統(tǒng)處于十分不穩(wěn)定的狀態(tài)。沛北煤礦區(qū)屬于高潛水位煤礦區(qū)，受采礦活動開采的影響，其區(qū)域內(nèi)的耕地生態(tài)系統(tǒng)將會經(jīng)歷未沉陷階段、沉陷階段、季節(jié)性積水階段和常年積水階段等4個變化階段。利用遙感數(shù)據(jù)發(fā)掘4種耕地生態(tài)系統(tǒng)隨時間的變化規(guī)律，發(fā)現(xiàn)耕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部變化的隱含信息，并進(jìn)行信息重分類是其行之有效的手段。

信息重分類的主要思想是盡量避免代碼重復(fù)，對n個時段的數(shù)據(jù)而言，須將它們盡量分開，這樣經(jīng)分類后，將所有信息進(jìn)行疊加，可以得到1張土地變化信息總圖，通過對這張圖進(jìn)行信息提取與分析，即可得到所需要的信息[7]。在進(jìn)行信息重分類時一般要考慮研究對象特征和遙感對象判讀處理等2個因素。目前，國內(nèi)對于信息重分類方法的應(yīng)用已經(jīng)比較成熟，如李柏延等在研究土壤侵蝕動態(tài)變化時，采用重分類方法將研究區(qū)土壤侵蝕狀況劃分為基本無土壤侵蝕、輕度土壤侵蝕、中度土壤侵蝕和重度土壤侵蝕等4種進(jìn)行分析[10]。

為揭示因采煤活動造成煤糧復(fù)合區(qū)耕地發(fā)生未沉陷—地表沉陷—季節(jié)性積水—常年積水的過程以及該過程導(dǎo)致的區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)功能狀態(tài)變化[11]，將煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)重分類為未沉陷一般耕地子系統(tǒng)、沉陷未積水耕地子系統(tǒng)、季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)和常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)等4類；須要說明的是，常年淹水絕產(chǎn)耕地即通常意義的積水地，由于常年積水無法進(jìn)行耕作，一般已經(jīng)演化為魚塘、池塘等，為凸顯耕地內(nèi)部變化而將其作為一類耕地進(jìn)行分析。

遵循遙感影像數(shù)據(jù)處理過程，采用最大似然法(ROIs)[12]對2000、2004、2008年影像進(jìn)行監(jiān)督分類；由于ROIs無法精確地將未沉陷一般耕地和沉陷未積水耕地區(qū)分出來，因此對4類耕地的識別將在識別水域(自然水體和塌陷水體)、村莊和塌陷區(qū)范圍的基礎(chǔ)上完成，并將判別結(jié)果轉(zhuǎn)換成shp格式。地類識別過程為(1)未沉陷一般耕地的識別。首先，利用監(jiān)督分類對耕地、水域和村莊等進(jìn)行識別，然后導(dǎo)入塌陷地范圍，用耕地范圍對塌陷地范圍進(jìn)行裁剪后得到的區(qū)域即為未沉陷一般耕地。(2)沉陷未積水耕地的識別。在完成未沉陷一般耕地識別之后，得到位于塌陷區(qū)的耕地和塌陷區(qū)以外的耕地；塌陷區(qū)范圍內(nèi)的耕地即為沉陷未積水耕地。(3)季節(jié)性積水耕地的識別[13]。由于季節(jié)性積水耕地具有“多雨季節(jié)積水，少雨或無雨季節(jié)板結(jié)”的特征，因此主要應(yīng)用時相分析法對其進(jìn)行識別，即在完成水域、塌陷區(qū)范圍識別的基礎(chǔ)上，利用同一年度9月份的豐水期和3月份的枯水期影像比較得到。(4)常年淹水絕產(chǎn)耕地[14]。在水域判別的基礎(chǔ)上，常年性積水區(qū)即為常年淹水絕產(chǎn)耕地。

在分類完成后，將未沉陷一般耕地、沉陷未積水耕地、季節(jié)性積水耕地和常年淹水絕產(chǎn)耕地追加到同一數(shù)據(jù)集，并制作專題圖；數(shù)據(jù)處理后得到的耕地重分類結(jié)果見圖1和表1。

2.3 耕地生態(tài)價值測算方法

為了度量各類耕地子系統(tǒng)變化對耕地生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)，可以用生態(tài)價值變化來衡量生態(tài)系統(tǒng)功能狀態(tài)變化，進(jìn)而反映其生態(tài)效應(yīng)。目前，國內(nèi)主要采用當(dāng)量因子法對生態(tài)價值進(jìn)行測算[15-16]，該方法是在謝高地修正Costanza提出的測算方式[17]的基礎(chǔ)上，根據(jù)不同地理空間異質(zhì)性表達(dá)提出的[18]。

根據(jù)謝高地等研究制定的中國生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)服務(wù)價值當(dāng)量因子表[18]，結(jié)合研究區(qū)的實(shí)際情況，設(shè)計出沛北煤糧復(fù)合區(qū)各類耕地生態(tài)子系統(tǒng)的單位面積生態(tài)服務(wù)價值當(dāng)量因子表(表2)。其中，未沉陷一般耕地子系統(tǒng)、沉陷未積水耕地子系統(tǒng)、季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)、常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的當(dāng)量因子取值原則借鑒田小松等的取值思路[19]，定為未沉陷一般耕地子系統(tǒng)取值與農(nóng)田一致；根據(jù)宋戈等對耕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能價值的測算[20]，沉陷未積水耕地子系統(tǒng)取值為農(nóng)田的70%；沛北煤礦區(qū)的常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)1/2為未經(jīng)綜合整治的濕地地貌，而靠近微山湖一側(cè)的常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)則進(jìn)行了微山湖濕地公園改造計劃，綜合實(shí)際水土資源利用特點(diǎn)，常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價值當(dāng)量因子在此取濕地和水域的平均值；季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)由于具有季節(jié)性變化特點(diǎn)，因此將其取值設(shè)定為沉陷未積水耕地子系統(tǒng)與常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的平均值[21]。

表1 研究區(qū)耕地面積變化

表2 單位面積耕地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值當(dāng)量因子

根據(jù)表2并結(jié)合《徐州市統(tǒng)計年鑒》中的糧食單產(chǎn)和糧食單價即可計算出研究區(qū)各類耕地單位面積年度生態(tài)價值。但此種計算生態(tài)價值的方法一般適用于全國大區(qū)域陸地生態(tài)價值的評估，對于小尺度耕地生態(tài)價值的研究，難以有效識別采礦活動波動性、社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展階段及資源稀缺性等因素對耕地生態(tài)價值的影響[22-24]。因此本研究考慮到上述3個因素對耕地資源價值的影響，采用現(xiàn)時點(diǎn)數(shù)據(jù)對平均狀態(tài)下耕地生態(tài)價值進(jìn)行評估修正。計算公式為

Ve=Vc×K×L×S。

(1)

式中：Ve為修正后的耕地生態(tài)價值；Vc為根據(jù)謝高地等的研究成果[15]修改后計算出來的研究區(qū)耕地生態(tài)價值；L為社會發(fā)展階段修正系數(shù)；K為采礦活動影響修正系數(shù)；S為資源稀缺修正系數(shù)。

2.3.1 采礦活動影響系數(shù)修正 根據(jù)王行風(fēng)等提出的煤礦區(qū)生命周期理論[25]，礦區(qū)的發(fā)展在不同時期對周邊生態(tài)環(huán)境所產(chǎn)生的影響也大不相同。采礦活動對礦區(qū)范圍內(nèi)耕地的土壤肥力具有很強(qiáng)的負(fù)面作用，因此，可通過對煤礦區(qū)不同階段土壤肥力的測算來修正耕地生態(tài)價值，數(shù)據(jù)來源于沛北煤礦區(qū)2000年以來各項(xiàng)土壤評價項(xiàng)目報告，計算公式[26]為

(2)

式中：Pi為不同時期的土壤綜合肥力系數(shù)；Pia為不同時期土壤各屬性分肥力系數(shù)的平均值；Pim為不同時期土壤各屬性分肥力系數(shù)的最小值；n為參與評價的土壤因子個數(shù)。增加修正項(xiàng)(n-1)/n是為了反映可信度，即參評土壤屬性項(xiàng)目越多，可信度越高。

2.3.2 社會發(fā)展階段系數(shù)修正 由于人們對生態(tài)服務(wù)功能價值的認(rèn)識是一個漸進(jìn)的過程，在較低發(fā)展階段，人們對生態(tài)價值的認(rèn)識水平也較低，且這種認(rèn)識水平的提高較為緩慢；但達(dá)到小康水平之后，人們對環(huán)境舒適性服務(wù)的需求會急劇提高，當(dāng)繼續(xù)發(fā)展到極富階段時，這種需求便會趨于飽和。因此，可以采取皮爾生長曲線模型[5]來測算社會發(fā)展階段系數(shù)：

(3)

式中：e為自然對數(shù)底數(shù)；En為2000、2004、2008年研究區(qū)恩格爾系數(shù)。

2.3.3 資源稀缺系數(shù)修正 資源稀缺度可反映某區(qū)域在經(jīng)濟(jì)、社會和環(huán)境可持續(xù)發(fā)展過程中生態(tài)資源需求量與供給量之間的關(guān)系。生態(tài)資源存量越小，需求量越大，稀缺度就越高，則人們對單位生態(tài)資源的支付意愿越大，生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)功能價值越大。同一區(qū)域的自然地理?xiàng)l件較接近，其土地利用結(jié)構(gòu)特征也較接近。本研究采用的資源稀缺系數(shù)修正公式[5]為

(4)

式中：p、P分別為研究區(qū)、全國平均人口密度。經(jīng)計算，p為398人/km2，P為通過《徐州市統(tǒng)計年鑒》分別計算出的2000、2004、2008年研究區(qū)的人口密度。

2.4 生態(tài)效應(yīng)測算模型

2.4.1 生態(tài)效應(yīng)指數(shù)模型 生態(tài)效應(yīng)是指人為活動造成的環(huán)境污染和環(huán)境破壞引起的生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能變化[27]。定量評價生態(tài)效應(yīng)有利于揭示人類活動與生態(tài)環(huán)境的相互作用機(jī)制與變化過程。趙丹陽等通過構(gòu)建城市用地擴(kuò)張的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)P-S-R(EU-P-S-R)模型，計算松花江流域城市用地擴(kuò)張的生態(tài)環(huán)境綜合效應(yīng)指數(shù)，用以解釋城市用地擴(kuò)張產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)的時空變化特征[28]。崔王平等從城市擴(kuò)展模式、人為干擾強(qiáng)度、景觀格局梯度等3個方面對重慶市主城區(qū)城市擴(kuò)展過程中景觀組分變化引起的生態(tài)效應(yīng)進(jìn)行綜合分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，不同走向局部區(qū)域景觀格局梯度變化存在顯著的時空差異，這是城市化過程中景觀組分變化引起生態(tài)效應(yīng)的主要原因[29]。耕地生態(tài)系統(tǒng)總效應(yīng)不僅受耕地面積變化的影響，還受研究區(qū)內(nèi)其他多種因素影響。

為了探索耕地變化引起的生態(tài)效應(yīng)，應(yīng)在研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的總價值中分別確定由耕地面積變化而引起的變化比例和由農(nóng)業(yè)發(fā)展等其他因素所引起的變化比例。構(gòu)建如公式(5)、(6)所示的耕地生態(tài)效應(yīng)指數(shù)模型[30]，以度量生態(tài)效應(yīng)變動幅度。

(5)

(6)

式中：H(ef)i表示i類耕地面積變化的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)；K(ef)i表示i類耕地單位面積生態(tài)價值變化的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)；A(e)i、A(f)i分別表示研究期初、研究期末i類耕地生態(tài)系統(tǒng)的面積；D(e)ij、D(f)ij分別表示研究期初、研究期末單位面積i類耕地生態(tài)系統(tǒng)第j項(xiàng)生態(tài)服務(wù)功能的價值；i表示耕地生態(tài)系統(tǒng)類型；j表示生態(tài)服務(wù)功能類型；m表示耕地生態(tài)系統(tǒng)類型總數(shù)；n表示生態(tài)服務(wù)功能類型總數(shù)。

2.4.2 生態(tài)效應(yīng)模數(shù)模型 同樣的生態(tài)價值變化量產(chǎn)生的效果因發(fā)生區(qū)域面積以及發(fā)生時段長度的不同而不同[30]，即生態(tài)效應(yīng)不僅須要考慮變動幅度，也應(yīng)該關(guān)注生態(tài)效應(yīng)變動效率或效果。借鑒水文學(xué)徑流模數(shù)[30]建立如公式(7)所示的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)模型，以度量生態(tài)效應(yīng)變動效果。

(7)

式中：M(ef)i表示i類耕地生態(tài)系統(tǒng)面積變化引起的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)；T表示的時間段在本研究中只有1個，即2000—2008年，為了對不同時段間進(jìn)行對比，應(yīng)分別計算2000—2004年、2004—2008年的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)，因此T可以直接取值為4，其他參數(shù)的含義與生態(tài)效應(yīng)指數(shù)模型中的一致。但在計算不同時段生態(tài)效應(yīng)模數(shù)時，A(e)i、A(f)i以及D(e)ij的值隨著時間的變化而變化。

3 結(jié)果與分析

3.1 生態(tài)價值測算及修正

按照公式(2)、(3)、(4)對測算出的生態(tài)價值進(jìn)行修正，得到修正之后的研究區(qū)耕地生態(tài)價值。由表3可知，2000—2008年期間，未沉陷一般耕地生態(tài)子系統(tǒng)由于單位面積年度生態(tài)價值的增加，其生態(tài)價值由88.57×106元/年增加為189.75×106元/年，增加了 114.24%。沉陷未積水耕地子系統(tǒng)一部分轉(zhuǎn)換成了季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)和常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)，但由于單位面積年度生態(tài)價值的增加，其生態(tài)價值反而由16.93×106元/年增加到了28.16×106元/年，增加的幅度達(dá)到了66.33%。相比之下，季節(jié)性積水耕地、常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)隨著面積的增長保持著穩(wěn)定的生態(tài)價值增長幅度，加之單位面積生態(tài)價值的增加，2000—2008年期間季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)的生態(tài)價值由1.52×106元/年增加為8.04×106元/年，增長幅度達(dá)428.95%。常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的生態(tài)價值則由 12.45×106元/年上升為119.4×106元/年，增長幅度達(dá)859.04%。

表3 研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值

生態(tài)價值貢獻(xiàn)率是指各耕地子系統(tǒng)所提供的生態(tài)服務(wù)價值占耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)服務(wù)價值的比例。由圖2可知，2000—2008年期間各耕地子系統(tǒng)的貢獻(xiàn)率均是未沉陷一般耕地子系統(tǒng)最大，季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)最小。

為了更加直觀地體現(xiàn)研究區(qū)的耕地生態(tài)價值變化，將計算所得生態(tài)價值賦予煤礦區(qū)耕地分布圖，即可得到單位像元的耕地生態(tài)價值(像元大小20 m×20 m)，具體如圖3所示，圖中除灰色區(qū)域表示建筑、水域、河流等用地分布外，其他均為各個類別耕地子系統(tǒng)單位像元生態(tài)價值分布。

通過對3年圖像進(jìn)行對比可以發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)價值是逐年增加的；2000年的圖像大部分介于區(qū)間[100，500)萬元/像元之間，小部分介于區(qū)間[50，100)萬元/像元之間，只有少部分零星斑塊介于區(qū)間[1，50)萬元/像元之間；2004年圖像上大部分區(qū)域介于區(qū)間[500，1 000)萬元/像元之間，部分介于區(qū)間[50，100)萬元/像元之間；2008年圖像基本在區(qū)間[100，500)萬元/像元之間。

3.2 生態(tài)價值變化結(jié)果分析

通過對沛北煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值的測算，可得出研究區(qū)各耕地子系統(tǒng)生態(tài)價值的變化特點(diǎn)：(1)2000—2008年期間，研究區(qū)4類耕地子系統(tǒng)的生態(tài)價值都有一定程度的增加，其中常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的增加幅度最大。主要是因?yàn)槌Ｄ暄退^產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的生態(tài)價值與濕地生態(tài)系統(tǒng)和水域生態(tài)系統(tǒng)相近，具有較高的當(dāng)量值，且常年淹水絕產(chǎn)耕地面積的大幅度增加，導(dǎo)致其生態(tài)價值大幅增加。

未沉陷一般耕地子系統(tǒng)和沉陷未積水耕地子系統(tǒng)雖然面積減少但是生態(tài)價值反而增加，主要是由于2000—2003年期間種糧積極性嚴(yán)重不足，2004—2008年期間國家為振興農(nóng)業(yè)，全面廢除了農(nóng)業(yè)稅，促進(jìn)了糧食產(chǎn)量大幅提高，這一政策變化使得研究區(qū)未沉陷一般耕地子系統(tǒng)和沉陷未積水耕地子系統(tǒng)面積有所減少，但2004年以后單位面積生態(tài)價值飛速提升。(2)沛北煤糧復(fù)合區(qū)常年的采煤活動對當(dāng)?shù)氐母厣鷳B(tài)系統(tǒng)價值有著很大的影響。研究區(qū)季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)、常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的面積增加主要是在2000—2004年，這一現(xiàn)象是導(dǎo)致研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值大幅上升的原因。而在未沉陷一般耕地向沉陷未積水耕地轉(zhuǎn)換的過程中，采煤活動對耕地生態(tài)系統(tǒng)造成的影響更多為負(fù)面的。(3)未沉陷一般耕地子系統(tǒng)對沛北煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)價值的貢獻(xiàn)率最大，2004、2008年其他地類根據(jù)貢獻(xiàn)率的遞減依次為常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)、沉陷未積水耕地子系統(tǒng)和季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)。常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)貢獻(xiàn)率增長幅度是各子系統(tǒng)中最快的，且其貢獻(xiàn)率增長幅度與未沉陷一般耕地貢獻(xiàn)率下降幅度基本一致。相比之下，季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)因所占面積最小，對整體耕地生態(tài)系統(tǒng)所提供的生態(tài)價值最小。

3.3 生態(tài)效應(yīng)變化分析

3.3.1 生態(tài)效應(yīng)指數(shù)變化分析 將各類耕地2000—2008年的面積變化數(shù)據(jù)及2000、2008年的耕地生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)價值數(shù)據(jù)代入生態(tài)效應(yīng)指數(shù)模型公式(5)、公式(6)中，可以得到各類耕地子系統(tǒng)面積變化所產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)以及單位面積生態(tài)價值變化所產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)。由表4可知，各類耕地子系統(tǒng)面積變化的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)介于0.01至0.17之間，具體表現(xiàn)為常年淹水絕產(chǎn)耕地>未沉陷一般耕地>沉陷未積水耕地>季節(jié)性積水耕地，表明在單位面積生態(tài)價值不變的前提下，常年淹水絕產(chǎn)耕地面積變化對研究區(qū)耕地生態(tài)效應(yīng)的貢獻(xiàn)率最大，季節(jié)性積水耕地的貢獻(xiàn)率最小。

表4 耕地生態(tài)效應(yīng)指數(shù)

各類耕地子系統(tǒng)單位面積生態(tài)價值變化的生態(tài)效應(yīng)指數(shù)介于0.01至0.51之間，具體表現(xiàn)為未沉陷一般耕地>沉陷未積水耕地>常年淹水絕產(chǎn)耕地>季節(jié)性積水耕地的趨勢。

從整體來說，由耕地單位面積生態(tài)價值變化所引起的研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)效應(yīng)大于由耕地面積變化所引起的生態(tài)效應(yīng)，其原因是研究區(qū)耕地面積的變化主要是耕地生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部各類耕地子系統(tǒng)之間的相互轉(zhuǎn)換，耕地與其他用地之間轉(zhuǎn)換較少，單位面積生態(tài)價值的變化主要受經(jīng)濟(jì)、政策等外在因素的影響。在研究期內(nèi)，受農(nóng)業(yè)政策的影響，農(nóng)民的種糧積極性提高，使得糧食產(chǎn)量提高，且國家提高了糧食的收購價格，使得糧食單價大幅提升，導(dǎo)致單位面積耕地的生態(tài)價值有了很大的提高，對研究區(qū)整個耕地生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了較大的生態(tài)效應(yīng)。

3.3.2 生態(tài)效應(yīng)模數(shù)變化分析 將各類耕地2000—2008年的面積變化數(shù)據(jù)以及2000、2004、2008年的耕地生態(tài)系統(tǒng)單位面積生態(tài)價值數(shù)據(jù)代入生態(tài)效應(yīng)模數(shù)模型公式(7)中，可以得到2000—2004年的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)以及2004—2008年的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)。由表5可知，在2000—2004年、2004—2008年這2個時間段內(nèi)各類耕地子系統(tǒng)的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)均表現(xiàn)為常年淹水絕產(chǎn)耕地>未沉陷一般耕地>沉陷未積水耕地>季節(jié)性積水耕地，且4類耕地子系統(tǒng)在2004—2008年期間產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)強(qiáng)度遠(yuǎn)小于2000—2004年。通過對比分析2個時段的生態(tài)效應(yīng)模數(shù)可以得出：(1)未沉陷一般耕地、常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)對耕地生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)強(qiáng)度較大，它們分別作為研究區(qū)內(nèi)面積和單位生態(tài)價值較大的2類耕地，其產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)越大，對研究區(qū)內(nèi)耕地生態(tài)系統(tǒng)的影響越大。(2)2000—2004年期間耕地變化產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)強(qiáng)度遠(yuǎn)大于2004—2008年期間，主要由于1997—2003年期間，我國的農(nóng)業(yè)處于蕭條期[31]，糧食產(chǎn)量降低，并在2003年達(dá)到最低值，但2004—2009年為我國農(nóng)業(yè)的振興期，2004年作為一個大的轉(zhuǎn)折點(diǎn)，導(dǎo)致2000—2004年研究區(qū)耕地變化產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)強(qiáng)度遠(yuǎn)小于2004—2008年；此外，2000年沛北煤礦區(qū)的生態(tài)建設(shè)剛剛起步，2004年微山湖地區(qū)濕地景觀建設(shè)基本成型，且2004—2008年該地區(qū)的耕地面積變化小于2000—2004年。

3.3.3 生態(tài)效應(yīng)空間分布變化分析 耕地生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)效應(yīng)不僅表現(xiàn)在面積和時間上，同時在空間分布上也呈現(xiàn)一定的規(guī)律，將研究區(qū)各類耕地不同年份的重心點(diǎn)坐標(biāo)計算出來，可以得到各類耕地子系統(tǒng)的重心點(diǎn)坐標(biāo)變化。由表6可知，未沉陷一般耕地子系統(tǒng)的分布趨勢主要朝著研究區(qū)的西南方向變化，沉陷未積水耕地子系統(tǒng)的分布趨勢主要朝著研究區(qū)的西北方向變化，季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)的分布趨勢主要朝著研究區(qū)的東南方向變化，常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)的分布趨勢主要是朝著研究區(qū)的東南方向變化。產(chǎn)生上述現(xiàn)象主要有以下原因：(1)沛北地區(qū)東臨微山湖，近年來政府加大了對采礦地區(qū)濕地景觀開發(fā)的重視，而微山湖濕地公園建設(shè)對研究區(qū)積水地的分布造成了極大影響，微山湖周邊的積水地基本都被劃入了濕地公園的范圍之內(nèi)，以加強(qiáng)觀賞性。同時一些位于研究區(qū)東南方向的塌陷地受微山湖南北湖開道連通的影響，積水變成了常年淹水絕產(chǎn)耕地；(2)受研究區(qū)東南方向濕地公園建設(shè)，以及沛北煤礦區(qū)西部的人口密集程度大于東部區(qū)域的影響，未沉陷一般耕地子系統(tǒng)的分布在一定程度上具有向西部擴(kuò)展的趨勢；受沛北煤礦區(qū)礦井分布地點(diǎn)的影響，沉陷未積水耕地子系統(tǒng)的分布趨勢也朝著研究區(qū)西向發(fā)展。

表5 耕地生態(tài)效應(yīng)模數(shù)

表6 耕地重心坐標(biāo)變化

注：表中數(shù)據(jù)為坐標(biāo)點(diǎn)(x，y)，其中x坐標(biāo)變大表示向東方分布，反之則向西；y坐標(biāo)變大表示向北方分布，反之則向南。

4 結(jié)論與討論

通過對沛北煤糧復(fù)合區(qū)耕地變化情況進(jìn)行評價分析，本研究將復(fù)合區(qū)內(nèi)的耕地生態(tài)系統(tǒng)細(xì)分為未沉陷一般耕地子系統(tǒng)、沉陷未積水耕地子系統(tǒng)、季節(jié)性積水耕地子系統(tǒng)和常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)等4類，并對其面積變化導(dǎo)致的生態(tài)價值和生態(tài)效應(yīng)變化進(jìn)行分析，從定性和定量2個方面探究了沛北煤糧復(fù)合區(qū)采煤活動對其區(qū)域內(nèi)耕地生態(tài)系統(tǒng)造成的影響。主要得出以下結(jié)論：(1)沛北煤糧復(fù)合區(qū)2000—2008年的耕地生態(tài)價值總體呈上升趨勢，其主要原因是采煤活動造成的塌陷區(qū)耕地積水，導(dǎo)致積水地面積大幅度增加，說明受采煤活動影響的煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)與自然耕地生態(tài)系統(tǒng)有較大差異。(2)同一年份中未沉陷一般耕地子系統(tǒng)對研究區(qū)耕地生態(tài)效應(yīng)的貢獻(xiàn)率最大，不同年份間常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)面積變化對研究區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)引起的生態(tài)效應(yīng)最大；加強(qiáng)對未沉陷一般耕地的保護(hù)與利用，注重對常年淹水絕產(chǎn)耕地的開發(fā)，是實(shí)現(xiàn)煤糧復(fù)合區(qū)景觀功能和生態(tài)調(diào)節(jié)功能的必要途徑。(3)采煤活動對沛北煤糧復(fù)合區(qū)耕地的影響較大，未沉陷一般耕地子系統(tǒng)向沉陷未積水耕地子系統(tǒng)轉(zhuǎn)換，沉陷未積水耕地子系統(tǒng)再向常年淹水絕產(chǎn)耕地子系統(tǒng)轉(zhuǎn)換，導(dǎo)致耕地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)價值總體呈上升趨勢。與此同時，煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)的功能價值也受國家農(nóng)業(yè)政策的影響。

本研究僅主要考慮采煤活動對4類耕地子系統(tǒng)造成的影響，雖在一定程度上反映了煤糧復(fù)合區(qū)耕地生態(tài)系統(tǒng)與其他地區(qū)的差異，但對4類耕地子系統(tǒng)的內(nèi)涵解釋與遙感圖像識別可能存在一定欠缺，生態(tài)價值當(dāng)量因子的確定也還需要更多的驗(yàn)證，有待今后繼續(xù)研究完善。