基于恢復力的半干旱礦區生態系統退化風險空間評估

吳秦豫，張紹良，楊永均，侯湖平,陳東興

(1.中國礦業大學 公共管理學院，江蘇 徐州 221116; 2.礦山生態修復教育部工程研究中心，江蘇 徐州 221116; 3.山東省采煤塌陷地與采空區治理工程研究中心，山東 濟寧 272100)

2020年，中共中央政治局召開會議審議《黃河流域生態保護與高質量發展規劃綱要》，指出黃河流域生態保護與高質量發展是事關中華民族偉大復興的千秋大計，其中黃河流域中段的晉陜蒙煤炭基地眾多，面積達數千平方千米。煤炭開采導致大面積地表沉陷和地裂縫、地下水位下降、泉水干涸、河川基流量衰減和表生生態環境惡化等一系列環境問題[1]，生態保護和退化問題受到廣泛重視，現有的技術和方法還不能支撐黃河流域煤礦開采與生態環境的協調發展[2]，亟待實施空間精準的生態退化控制與保護。

針對生態脆弱區大型煤炭基地的生態退化控制與保護問題，已經有較多學者取得了研究成果。在煤炭開采的生態影響方面:有學者分析了不同地域礦區煤炭開采引起的生態效應及地域分異現象[1];LIU等[3]研究了自然條件和采礦活動對干旱半干旱礦區植被變化的影響，發現地下水埋深是礦區植被生長的關鍵控制因素;侯湖平等[4]對煤礦區的植被碳儲量進行測算，研究發現礦區碳儲量的平均值變化量與采礦生產能力呈現高度負相關;在生態風險控制方面:主要針對水這一關鍵生態要素，提出了控制方法。如，范立民[5]研究了榆神礦區工程地質條件分區，為保水采煤方法選擇提供了地質基礎依據;李濤等[6]提出了基于采動分水嶺的地表水保水煤柱留設方法和采煤對地表徑流的影響方式，認為在重點水體處應合理留設煤柱保護地表水。在生態恢復方面:胡振琪[7]在分析采前地面地形特征的基礎上，結合煤礦開采計劃，對地表動態沉陷過程進行了模擬，分析煤炭開采影響下地面土地利用變化的動態過程，以確定復墾邊界，實現復墾空間精準化;畢銀麗等[8]提出了通過接種叢枝根菌真菌提高煤矸石山復墾土地上的植被成活率;郭洋楠等[9]提出基于黃土溝壑區地形地貌建立溝道防護林，在溝道自上而下分為侵蝕區、流過區、沉積區3個不同地段，配合溝道內的工程防護措施，分別布置不同林木保證礦區治理工程措施的正常運行。

然而，已有研究成果主要是針對水、土壤等單一生態要素展開的。地表生態系統的狀態實際上是由環境因素和非環境因素共同決定的。這些關鍵因素作用結果體現在生態系統的恢復力，即生態系統面臨擾動時保存其狀態的能力[10]。目前，礦區生態恢復力研究已有一些探索。在恢復力理論方面，有學者指出研究復墾區域的生態系統問題，需要考慮生態系統穩定性(包括阻力、恢復力和持續力)，恢復力可用系統受擾動后恢復到平衡態所需時間表示[11]。也有學者提出恢復力在恢復半干旱礦山生態系統和創建可持續生態系統具有重要作用[12]。實現礦業社會-生態系統的可持續發展，需要從恢復力視角管理擾動和脆弱性[13]。在恢復力評估方面，有一些學者針對礦區生態系統恢復力開展了實證研究，如以植被覆蓋度作為彈性分值，并結合土地利用數據對礦區生態系統彈性進行評估[14]，也有學者在區域尺度上利用多因素加權方法解釋了礦區對自然與人為擾動的恢復力的空間差異[15]。綜合來看，構建一個自維持、具有恢復力的生態系統已經成為礦山生態修復實踐的普遍需求。然而，現有的礦區生態保護修復規劃還較少考慮恢復力。筆者通過定量評估恢復力，進而識別礦山生態退化風險，有助于在礦區尺度上制定精準的生態保護與退化控制措施。

為此，筆者基于改進的突變級數法，考慮生態系統多個關鍵參數及其作用關系，開展恢復力空間評估，并基于不同生態系統類型的恢復力指數劃分退化風險等級，為黃河流域煤炭基地生態系統保護提供決策依據。

1 研究區域與研究方法

1.1 研究區概況

陜西省神木市位于黃河流域中段，晉陜蒙3省交界處，東臨黃河，地理位置為東經109.62°～101.93°，北緯38.20°～39.45°。總面積7 470 km2。

神木市地理區位表現出明顯的過渡性。以明長城為界，明長城以南主要為丘陵溝壑區，明長城以北主要為風沙草灘區。市內擁有豐富的地形地貌類型，包括沙地、丘陵、高原、草灘、湖泊等(圖1)。市內年均氣溫8.6 ℃，年均降水量425.5 mm，年際差異很大。70%的降水集中在7—9月，屬于半干旱氣候。

圖1 神木市的地理區位Fig.1 Geographical location of Shenmu City

神木市境的河流有黃河、窟野河和由流入紅堿淖河流組成的內陸水系。窟野河與禿尾河以黃河峽谷為其侵蝕基準，在新構造上升的配合下，河流下切劇烈，有些河段已切入基巖。黃河在地質因素控制下，河床切入三疊系。在黃河及水土流失等因素影響下，河流多泥沙。

神木市土壤類型以風沙土和黃綿土為主，風沙土主要分布在縣域北部及西北部的風沙草灘區，土壤結構松散，受風蝕影響成土過程不穩定，容易形成沙化。該地區的植被以沙生植物和隱喻性植被為主，主要有沙蒿、沙柳、楊柴等。黃綿土主要分布在縣域東南部黃土丘陵地區，土質綿軟松散，有機質含量低，容易受水蝕和風蝕影響，土壤侵蝕情況嚴重。該區域多分布草本植物，優勢種主要有沙蔥、早熟禾、爾泰狗娃花等，生態脆弱。

神木市煤炭主要分布在縣境西北部，儲煤面積達4 500 km2，占全縣總面積的59%。其中富煤區的煤炭儲量超過1 000萬t/km2，探明儲量450億t。2019年底，全市共有各類煤礦115處，設計生產能力2.95億t/a，形成產能2.55億t/a。

1.2 研究方法

1.2.1生態系統恢復力理論

恢復力(Resilience)的起源是拉丁文resilio，表示再次跳回的動作。自20世紀70年代以來，恢復力的概念被延伸為系統在壓力下恢復到最初原始狀態的能力。HOLLING[16]最先將恢復力引入生態學領域，他對恢復力做出的定義為:系統吸納狀態變量、驅動變量和參數變化，并持續存在的能力。

恢復力是礦山生態系統的基本屬性，使之在有限強度的擾動后，系統具有的恢復到平衡點、保持原狀態和定性結構的能力。恢復力的產生原因是系統具有復雜結構，且是自組織的，在面臨擾動時表現出自維持能力。參數變量決定了恢復力大小，其閾值空間是測度恢復力的直接指標[10]。

當生態系統遭受的擾動超過了一定閾值，任何生態系統都可能受到破壞而進入另一種不理想或者不可逆的狀態。這種生態系統結構和功能發生的與原有平衡狀態或進化方向相反的躍遷，就是生態系統的退化。因此，恢復力為評估生態系統的退化風險奠定了基礎。

1.2.2生態系統恢復力評價指標

生態系統包括地形、土壤、植被和水文等環境要素，這些要素決定了生態系統的功能、結構與恢復力，因此本文從中選擇有效指標來刻畫恢復力。根據生態系統恢復力理論，結合神木市的實際情況，綜合考慮生態系統多變量之間的相互控制關系，筆者選取的指標見表1。

表1 生態系統恢復力評價指標含義、表達因素與數據來源Table 1 Meaning,expression factors and data sources of evaluation indicators for ecosystem resilience

坡向、坡度是地形條件的表達指標。研究區溝壑縱橫，植被蓋度低，氣候干燥地表蒸發量大，煤礦開采引起的地表沉陷會導致地表垂直變形和水平變形，從而改變地表的坡向和坡度。坡向通過影響光照、溫度及土壤養分進而影響群落植物種的組成和分布。坡度則決定了水土流失的程度，從而影響土壤的質量。進一步影響生態系統在擾動后恢復的能力。

土壤有機質質量分數對植被的生長起著最直接的作用，有機質質量分數可作為土壤質量直接有效的表達指標。神木市南部受到地形限制，人口耕作集中于河谷川道，長期培肥使土壤有機質質量分數提升，而被不穩定風沙土所覆蓋的丘陵區土壤有機質的質量分數則較低。北部大規模煤炭資源開發、運輸等活動也導致周圍土壤受到不同程度的重金屬累積性污染，可改變土壤有機質的礦化速率，影響土壤有機質的積累與分配。進而影響生態系統恢復力。

水文條件是半干旱地區生態系統最大的制約因素。神木市風沙區地形平坦不易形成地表徑流，河谷川地的匯水能力則較強，土壤水分含量較高。煤礦開采導致的地裂縫和挖損引起地下水位下降，土壤濕度減小。土壤水分條件對植被養分吸收具有顯著影響，因此選擇土壤濕度指數作為水文條件的表達指標。

植被蓋度和多樣性可以作為植被條件的表達指標。采煤塌陷直接導致植被景觀被破壞，導致地表變形而產生地下水位改變、土壤侵蝕、水土流失，間接阻礙植被對水分和養分的吸收，破壞植被生長。生態系統應對環境變化的恢復力是由其生物和自然資源決定的，隨著植被蓋度的下降，區域維持水分存儲和養分循環的能力降低，恢復力水平就越低。而植被多樣性則意味著可持續的生態系統包含著多種功能群，為生態系統提供一定程度的功能冗余。當生態系統面臨物種喪失或環境變化時，功能冗余通過維持生產力的方式提供恢復力。多樣性可用Simpson指數表示。

1.2.3數據標準化

為了消除量綱與量綱單位的影響，在決策與排序之前，應首先將評價指標進行無量綱化處理[17]，即數據標準化。植被種類越多、覆蓋度越大、土壤有機質和水分含量越高的生態系統抵御外界脅迫的能力越大，地形起伏度越小的生態系統抵抗外界干擾的能力也越大，因此，可將恢復力替代指標分為“效益型”與“成本型”，其標準化方法分別為

式中,Cjmax,Cjmin分別為第j個指標的最大值和最小值;Ci-j為第j個指標的第i個屬性值。

1.2.4均方差決策法

突變級數法避免了其他評價方法需要主觀確定權重的問題，但仍需對指標給予重要性排序，筆者采用均方差決策法確定恢復力指標的權重對突變級數法進行改進。均方差決策法是一種客觀賦權方法，不依賴人的主觀判斷，具有概念清晰、計算簡便的特點。設多指標綜合評價問題中方案集合為A={A1,A2,…,An}，指標集為G={G1,G2,…,Gn}。若指標Gn對所有決策方案而言均無差別，則其對方案決策和排序不起作用，可令其權系數為0，若指標Gj使所有決策方案的屬性值存在較大差異，則其對方案決策與排序將起重要作用，應給予較大的權數。即在多指標決策與排序的情況下，各指標相對權重系數的大小取決于在該指標下各方案屬性值的相對離散程度，離散程度越大，權系數越大。均方差決策法確定評價指標離散程度最常用的指標是均方差。首先求出各方案在各指標下無量綱化屬性值的均方差，公式為

(3)

(4)

其中，Pi-j為網格i中指標j的比例；k=1/lnn滿足ej≥0，x′i-j為網格i中指標j的標準化值；ej為指標j的熵值。得到所有網格對第j個指標的總貢獻值，將其歸一化，結果即為各指標的權重系數。

1.2.5突變級數法

采用突變級數法評價生態系統恢復力。突變理論研究系統在不同穩態之間轉化的現象與規律，是將系統的質變用數學模型描述出來，幫助人們認識并理解系統發生變化或者突然中斷的現象[18]。突變級數法是在突變理論的基礎上，與模糊數學相結合產生模糊隸屬函數，從而進行多目標評價的一種研究方法。

由于生態系統的多穩態機制，任何外部干擾都可能導致系統狀態的突變，進入到管理者所不希望的狀態[19]，生態系統狀態是由多種因素相互控制關系決定的，恢復力描述了系統在面臨擾動時保存這種綜合狀態的能力。突變級數法可以定量刻畫多因素對系統綜合狀態的作用，因而，突變級數法適用于評價生態系統恢復力。根據恢復力替代指標的變化特點，選擇3種突變模型，分別為尖點突變系統，燕尾突變系統與蝴蝶突變系統，模型結構見表2，每個指標的突變模型見表3。

表3 生態系統恢復力評價的突變模型Table 3 Catastrophe model of ecological resilience evaluation

表2中，f(x)是系統中的一個狀態變量勢函數;a,b,c,d為勢函數的系數，表示該狀態變量的控制變量。2者是相互矛盾的，但是2者相互作用相互牽制。

表2 突變模型結構Table 2 Structure and icon of mutation model

由于x,a,b,c和d取值不統一，也為了計算方便，需要將狀態變量與控制變量的取值限制在0～1，通過對分叉集進行變化和推導得到歸一公式。歸一公式最終歸統一參數同一狀態。

尖點突變歸一化公式為

xa=a1/2,xb=b1/3

燕尾突變歸一化公式為

xa=a1/2,xb=b1/3,xc=c1/4

蝴蝶突變歸一化公式為

xa=a1/2,xb=b1/3,xc=c1/4,xd=d1/5

恢復力指數計算規則:若變量之間存在相關性，則遵循計算指標平均值的“互補原則”，否則遵循取最小指標值的“非互補原則”。隨后還需要自下而上進行遞歸運算，以隸屬函數的綜合值進行全面的評估與分析，取其平均值作為恢復力指數。

2 結果與分析

2.1評價指標的空間格局

本研究基礎數據空間分辨率不一，為了相互匹配，借助ArcGIS的空間重采樣方法獲得1km分辨率的指標集，雖然最小單元尺寸的增加伴隨著平均作用，但是從總體空間格局來看，這種平均作用所帶來的誤差是可以接受的。

神木市的土壤有機質質量分數高值分布在北部沙漠草灘區，土壤有機質質量分數普遍高于0.8%，其次是北部土山石區，土壤有機質質量分數在0.5%左右，低值分布在中部的黃土丘陵區。地統計分析發現，神木市土壤有機質分布屬正偏態分布，偏度為1.45，有機質質量分數低的區域分布廣。

神木市植被蓋度高的區域位于中部的丘陵溝壑區及南部的沙漠草灘區，北部的土山石區較低。地統計分析發現，研究區地表植被蓋度的均值為60.07%，分布為正偏態，偏度為0.44，低覆蓋區域面積大。覆蓋度大于50%的區域僅為14.8%，大部分位于最南部的草灘區。該區地勢起伏不大，灘地地下水與地表水補給充足，是神木市農牧業的集中區域。

神木市植物多樣性高值區分布在中部黃土丘陵溝壑區和南部河谷川道區，低值處位于北部沙漠草灘區。地統計分析發現，研究區陸地生態系統每平方米Simpson指數的均值為0.44，屬于負偏態，偏度為-0.32，說明多樣性較高的區域所占面積較大。

神木市的水文條件通過土壤濕度指數表達，高值區主要分布在河流、濕地以及匯水能力較強的溝谷地帶。通過地統計分析發現，研究區土壤濕度指數分布屬正偏態分布，偏度為1.36，土壤濕度指數低的區域分布較廣。

神木市東南部土山石區山大溝深，地面傾斜度大，沿河谷兩岸地形狹窄、山體陡峭，山體朝向多為北、西北、西。中部丘陵溝壑區梁多峁少。梁面呈魚脊形，以10°～20°向兩側溝谷傾斜。溝邊緣線以下谷坡陡峭。北部沙漠草灘區地勢較為平坦。

各評價指標的空間格局如圖2所示。

圖2 研究區生態指標的分布格局Fig.2 Distribution pattern of ecological indicators in the study area

2.2生態系統恢復力空間分布

利用均方差決策法分別計算表4中指標的權重，準則層中，植被、水文、地形、土壤均方差分別為0.47，0.33，0.18，0.02。地形指標中，坡向和坡度的權重分別為0.72，0.28，植被指標中，多樣性和植被蓋度分別為0.63，0.37。據此，利用突變級數法的歸一化公式和“平均值原則”計算得到研究區生態系統恢復力指數，結果如圖3(a)所示。

從圖3(a)可以看出，神木市恢復力指數的高值區主要分布在匯水條件好、土壤有機質質量分數較高的河谷川地。從鄉鎮上來看，爾林兔鎮、大堡當鎮、中雞鎮和孫家岔鎮的恢復力水平較高，馬鎮、麻家塔鎮的水平較低。地統計分析發現，研究區恢復力指數的平均值為0.18，數據分布屬于正偏態，偏度為0.59，恢復力指數較低的區域面積大。恢復力指數大于0.5的區域不到10%，說明研究區生態系統恢復力總體不強，生態脆弱。

圖3 研究區生態系統恢復力指數與生態退化風險等級Fig.3 Ecosystem resilience index and ecological degradation risk grade in the study area

2.3生態系統退化風險分區

一般情況下，在生態系統的自我調節能力范圍內，生態系統多樣性越好、生態冗余越多，對外界干擾和脅迫的抵抗能力越強[20]，恢復力指數就越大，生態退化風險就越低。從整體上來看，恢復力指數越大意味著恢復力越強，但是對于不同類型的生態系統，在面臨同種強度的干擾時，其退化風險不同。基于此，根據恢復力指數對不同的生態系統類型劃分了生態系統的退化風險等級。

根據中國科學院環境保護部2015年發布的《全國生態功能區劃》，神木市的主要生態類型包括草原、荒漠、森林、濕地。

根據研究區生態系統退化實際情況[21-23]，確定了神木市不同類型生態系統各評價因子的分級標準，見表4。根據以上確定的神木市生態系統退化風險評價指標分級標準，利用突變級數方法得到的不同退化風險等級的最小恢復力指數，可得到神木市生態系統退化風險評價等級標準，見表5，計算出的評價值范圍在0～1，1表示最佳狀態，0表示最差狀態。由圖3(b)可以看出生態退化風險在空間上相間分布，自西向東，由南向北呈現逐漸增強的趨勢。其中3級中等退化風險區范圍最大，占32.05%，5級和4級嚴重退化風險區次之，分別占19.94%和16.71%，1，2級輕微風險區最少，分別占6.95%和11.93%。從區域上看，退化風險等級由高到低排序為風沙草灘區>黃土丘陵區>黃河沿岸土山石區。研究區不同類型的生態系統的退化風險差異很大，荒漠生態系統的退化風險等級整體較高，說明植被蓋度與土壤水分是引起生態退化的關鍵因素。濕地生態系統的退化風險整體較低。占研究區總面積75%的草原生態系統和森林生態系統受地形與土壤的影響，退化風險在空間上的分布特征為溝谷低，山脊及梁峁高。

表4 神木市典型生態系統退化風險評價指標分值Table 4 Degradation risk assessment index scores of typical ecosystems in Shenmu City

表5 基于恢復力指數的生態退化風險等級Table 5 Ecological degradation risk grade resilience value

3 討 論

3.1礦區生態系統退化的評估

礦區生態系統退化的評估已經有了一些研究和實踐，例如，選擇植被蓋度作為神東礦區遙感監測和土地沙化評估分析的定量因子[24]，用MODIS影像監測神東礦區土地濕度變化，以此判別采礦擾動地表程度[25]。也有學者通過原位測試和遙感研究了煤礦開采導致的潛水水位變化及其生態影響[26]。可以看出，已有的研究成果主要是針對植被、土壤、地下水等單一生態要素展開的。在評估方法方面，目前運用較多的包括層次分析法[27]、灰色關聯分析法[28]、模糊評價法[29]等。地表生態系統實際上是由環境因素和非環境因素共同決定的，對于生態系統恢復力評價這類多指標集成問題，無論采用何種技術，只有減少權重賦值的主觀性才能體現評價結論的科學性。

筆者在基于生態系統恢復力，識別生態系統狀態的決定因素，統籌考慮生態系統的狀態，多變量之間的相關性以及生態系統突變型，確定了生態系統恢復力評價指標。并選擇突變級數法進行綜合評估，它只需要按照指標間的內在邏輯關系對其重要程度進行排序，避免了直接使用難以確定且主觀性較大的權重系數。此外，該方法有效的考慮了生態系統這類內部機理未知的復雜大系統多變量之間的控制關系和綜合狀態。對比國內外研究，有學者采用RRM模型評價神木縣土地整治規劃生態風險[30]，也有學者對生態系統的關鍵要素進行評估，比如通過植被變異系數檢測毛烏素沙地東南緣的2000—2018年的植被覆蓋變化特征[31]，采用壓力-狀態-響應模型構建了西部干旱礦區的土壤侵蝕因子等[32]，均反映了東南高、西北低的分布趨勢，和本文的總體趨勢一致。而筆者采用多因素綜合評價，并按照不同的生態系統類型劃分退化風險等級，更加精細地反映了不同地形、生態系統類型的退化風險空間格局。

在受到干擾時，生態系統具有自組織能力，通過自組織恢復到原有的狀態或進入新的狀態。但是如果外來干擾超過一定的限度，任何生態系統都可能受到破壞而進入另一種不同的狀態。另外，生態系統原有狀態下恢復力的喪失而導致的生態系統狀態轉化，常轉入不理想或不可逆的狀態。這種生態系統結構和功能發生的與原有平衡狀態或進化方向相反的躍遷，就是生態系統的退化。筆者計算的恢復力指數本質上是多個指標的綜合值。從宏觀角度來看，恢復力指數越高就代表生境條件越好，受到擾動與脅迫時就越不容易發生退化。但是，不同類型的生態系統發生退化的恢復力閾值不同，一般而言，在生態系統自我調節能力范圍內，生態系統各營養級的生物種類越多，營養結構越復雜，對外界干擾和脅迫的抵抗能力就越強;比如在水蝕、風沙等不利自然因素的影響下，林地比草地有更強的抵抗能力。基于此，筆者提出了生態系統退化風險分級標準，按照不同的生態系統類型來確定生態系統發生退化時的恢復力指數閾值，例如相同的恢復力指數，荒漠比林地的退化風險更大。

未來的研究應集中在礦區退化風險的控制與保護方面，基于生態退化風險的評價結果，針對各個區域影響恢復力的關鍵因素，開發保護修復的具體措施與方法，在空間上組合使用，達到礦區生態修復與保護的最終目的。

3.2 生態退化風險評估的應用

研究區內的神府新民礦區和榆神礦區自下而上共有10余層可采及局部可采煤層，位于含煤巖層上部的2-2煤層為該區域主要開采煤層，該煤層厚度為0.26～12.50 m，平均厚6.50 m(圖4(a))，煤層埋深特征的為東淺西深，大部分煤層埋藏深度小于150 m，煤層上層覆蓋的基巖厚度小于100 m，屬于典型的淺埋藏煤層(圖4(b))。

圖4 神木市礦區2-2煤層厚度及埋藏深度分布與礦區生態系統保護措施Fig.4 Spatial pattern of coal seam thickness and burial septh in the mining area and Ecosystem protection measures in mining areas of Shenmu City

根據研究區的最主要開采煤層賦存規律，結合生態退化風險評價結果，對礦區生態進行保護與控制。溝谷地帶因水源充足生境條件好，退化風險較低，應當持續保護。煤層埋深<100 m或者在100～200 m，生態退化風險達到4,5級的高風險區劃分為人工引導修復區。這種區域煤層與地表之間的距離過近，且地下含水層不連續，采煤產生的導水裂隙帶發育到含水層底部直達地表，引起地表生態惡化。煤炭資源開發、運輸等活動也導致周圍土壤受到重金屬不同程度的累積性污染。生態系統受到的擾動已經或將要超過其所能承受的閾值，生態系統的恢復力部分或完全喪失，生態系統的退化程度比較嚴重。可以加強物理手段進行干預，注重土壤和植被這些關鍵要素的保護，開展土壤改良、植被重建等，通過土地復墾工程技術的手段幫助極度退化的工礦區的生態系統恢復重建。生態退化風險等級為1～3級的低風險區主要分布在新民礦區、榆神礦區東源，這種區域薩拉烏蘇組厚度小，分布不連續，地下水貧乏，采后通過簡單充填、平整后即可恢復。生態系統的恢復力較強，可以通過生態系統的自我恢復能力實現生態修復，本研究劃分的礦區控制與保護分區如圖4(c)所示。

4 結 論

(1)以黃河岸邊的陜西省神木市為研究區，構建了基于GIS和突變級數的煤炭基地生態系統恢復力評估方法，提出了不同生態系統類型的退化風險分級標準，對研究區進行了退化風險分區，制定了生態退化風險控制保護的分區與策略。

(2)研究區生態系統恢復力指數空間分布表明，這里大部分區域生態脆弱，生態系統恢復力指數很低，僅溝谷地帶及零星的植被高覆蓋度區指數較高。

(3)研究區生態退化的風險等級自西向東、由南向北逐漸增大，中高風險區面積大。可見，黃河流域中段的晉陜蒙煤炭基地受到氣候與采礦雙重擾動，生態環境脆弱，應成為黃河流域重點生態保護區，需要制定空間精細化的生態保護與退化控制策略。

(4)根據研究區內主要開采煤層的賦存規律，對生態退化風險的評估結果進行應用，將礦區劃分為人工引導修復區、溝谷保護區與自然恢復區。