典型露天礦區(qū)生態(tài)環(huán)境遙感評(píng)價(jià)

劉 英，朱 蓉，岳 輝

(1.西安科技大學(xué) 測(cè)繪科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，陜西 西安 710054；2.西安科技大學(xué) 西部礦山生態(tài)環(huán)境修復(fù)研究院，陜西 西安 710054)

0 引 言

煤炭是社會(huì)與經(jīng)濟(jì)發(fā)展的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，也是人們生產(chǎn)生活的主要能源[1]。露天煤礦是由地質(zhì)變化沉積在地表或淺層的煤炭層，直接通過(guò)露天開(kāi)采。發(fā)達(dá)國(guó)家露天開(kāi)采的煤炭產(chǎn)量所占比重通常超過(guò)井下開(kāi)采，是煤炭開(kāi)采的主要形式[2]；近年來(lái)，我國(guó)露天煤礦建設(shè)與生產(chǎn)取得了快速發(fā)展，露天開(kāi)采的煤炭產(chǎn)量比重呈逐年上升趨勢(shì)[3]。由于露天開(kāi)采占?jí)汉屯趽p土地，對(duì)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(yán)重干擾，生態(tài)環(huán)境發(fā)生巨變。因此，對(duì)露天礦區(qū)生態(tài)環(huán)境變化進(jìn)行監(jiān)測(cè)與評(píng)價(jià)一直以來(lái)是研究的熱點(diǎn)。遙感技術(shù)因其能夠大范圍快速高效的獲取地表信息而被廣泛應(yīng)用于露天礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)中。

20世紀(jì)60年代國(guó)外開(kāi)始利用遙感技術(shù)對(duì)礦產(chǎn)資源開(kāi)采狀況進(jìn)行監(jiān)測(cè)[5]；在礦產(chǎn)資源開(kāi)發(fā)過(guò)程中所造成的環(huán)境影響從最初主要集中在對(duì)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(lèi)型變化[11]等方面，到逐漸深入研究礦區(qū)植被恢復(fù)[12]、土地復(fù)墾[13]以及基于生態(tài)環(huán)境綜合指標(biāo)的礦區(qū)生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)[14]等方面。

土地復(fù)墾與植被恢復(fù)和礦區(qū)生態(tài)環(huán)境密切相關(guān)，利用遙感技術(shù)可以監(jiān)測(cè)植被的生長(zhǎng)狀態(tài)并探究礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)情況。相關(guān)研究分別利用遙感生態(tài)指數(shù)(remote sensing ecology index，RSEI)[15]或植被凈初級(jí)生產(chǎn)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。基于RSEI和NPP，利用線(xiàn)性加權(quán)分析法構(gòu)建綜合指數(shù)分析平朔礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境演變狀況，同時(shí)基于平朔礦區(qū)的土地利用數(shù)據(jù)分析平朔礦區(qū)1989—2019年復(fù)墾與采礦區(qū)域的面積變化和復(fù)墾區(qū)域生態(tài)恢復(fù)力受RSEI與NPP的影響程度，研究結(jié)果可為相關(guān)部門(mén)制定平朔礦區(qū)環(huán)境治理政策，有效實(shí)現(xiàn)為土地復(fù)墾提供科學(xué)支撐。

1 數(shù)據(jù)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(nèi)，是中國(guó)規(guī)模最大、現(xiàn)代化程度最高的煤炭生產(chǎn)基地之一，區(qū)內(nèi)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(biāo)為東經(jīng)112°19′20″～112°26′32″，北緯39°27′48″～39°31′13″；東露天礦地理坐標(biāo)為東經(jīng)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(fēng)氣候，氣溫年較差和日較差大。礦區(qū)為黃土丘陵地貌，地勢(shì)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(shù)據(jù)來(lái)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(shù)據(jù)，影像均為9月份無(wú)云的清晰影像(表1)。原始數(shù)據(jù)經(jīng)過(guò)輻射定標(biāo)、大氣校正和幾何校正等預(yù)處理工作。根據(jù)平朔礦區(qū)的實(shí)際地物類(lèi)型和《土地利用現(xiàn)狀分類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 21010—2007)》，利用支持向量機(jī)分類(lèi)結(jié)合目視解譯的方法將研究區(qū)土地利用類(lèi)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(chǎng)和工業(yè)廣場(chǎng)。本研究所用的氣象數(shù)據(jù)來(lái)自中國(guó)氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)(http：//data.cma.cn/)，包括月降水量、月平均氣溫以及月總太陽(yáng)輻射數(shù)據(jù)等。

表1 遙感影像數(shù)據(jù)來(lái)源

2 研究方法

2.1 遙感生態(tài)指數(shù)RSEI的計(jì)算

遙感生態(tài)指數(shù)(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(gè)遙感指數(shù)組合成新的指數(shù)影像后，進(jìn)行主成分分析，獲得初始的生態(tài)指數(shù)RSEI0，再對(duì)RSEI0進(jìn)行正規(guī)化得到所構(gòu)建的遙感生態(tài)指數(shù)RSEI。各遙感指數(shù)具體計(jì)算方法參見(jiàn)文獻(xiàn)[16-20]。

2.2 基于CASA模型的NPP計(jì)算

本研究采用改進(jìn)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(shí)際光能利用率(ε)2個(gè)因子來(lái)表示，具體公式見(jiàn)文獻(xiàn)[21-22]。

2.3 利用熵值法計(jì)算RSEI與NPP的權(quán)重

信息熵是表示不確定性的量度，不確定性越大，其無(wú)序性就越大，因此信息熵是無(wú)序性的一種度量。若某個(gè)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(yīng)的權(quán)重就越小，如果空間變化較大，相應(yīng)的權(quán)重就大，權(quán)重的計(jì)算方法參見(jiàn)文獻(xiàn)[23]。

2.4 綜合指數(shù)的構(gòu)建

線(xiàn)性加權(quán)分析法是為每個(gè)指標(biāo)分配不同的權(quán)重系數(shù)，通過(guò)建立線(xiàn)性關(guān)系來(lái)計(jì)算每個(gè)像元的綜合指標(biāo)值[24]。將RSEI和NPP指標(biāo)的標(biāo)準(zhǔn)化值乘以相應(yīng)的指標(biāo)權(quán)重，構(gòu)建綜合指數(shù)Z。Z值越大，表明礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)力越強(qiáng)。計(jì)算見(jiàn)式(1)。

(1)

式中Z為每個(gè)像元的綜合指標(biāo)值;Xij為像元i中指標(biāo)j的歸一化值；Wj表示每個(gè)指標(biāo)的權(quán)重系數(shù)，i=1，2，…，n，j=1，2。

3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與分析

3.1 平朔礦區(qū)RSEI變化分析

參照文獻(xiàn)[25]的生態(tài)等級(jí)劃分方法，將RSEI值按等間隔分成5個(gè)等級(jí)，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(shù)分級(jí)圖(圖2)，同時(shí)求取1989年、2002年、2009年和2019年9月(表2)各等級(jí)面積及其所占比例。經(jīng)查文獻(xiàn)資料[26]可知，平朔礦區(qū)迄今經(jīng)歷了4個(gè)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(zhuǎn)型階段(2013年—至今)，因此，文中選取4個(gè)典型階段的不同遙感影像作為數(shù)據(jù)源來(lái)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(shù)級(jí)別統(tǒng)計(jì)

從圖2可知，生態(tài)質(zhì)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(zhì)量主要為良和中。安太堡、安家?guī)X礦區(qū)隨著開(kāi)采面積的不斷擴(kuò)大，2009年?yáng)|露天礦出現(xiàn)明顯的開(kāi)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(kuò)展，2個(gè)礦區(qū)邊界更加分明；東露天礦區(qū)以開(kāi)采點(diǎn)為中心不斷進(jìn)行擴(kuò)張。非采礦區(qū)相對(duì)于1989—2002年生態(tài)環(huán)境質(zhì)量明顯提高，中等及以上等級(jí)面積比重增加明顯。分別統(tǒng)計(jì)1989，2002，2009，2019各年份5個(gè)級(jí)別面積以及所占研究區(qū)總面積比，見(jiàn)表3。平朔礦區(qū)1989—2019年的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量呈上升趨勢(shì)，30 a年間平朔礦區(qū)RSEI等級(jí)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(zhì)量整體呈優(yōu)良趨勢(shì)發(fā)展，差等級(jí)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(jí)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(jí)的面積相比于1989年都有所增加，等級(jí)為優(yōu)的面積增加了5.51 km2，等級(jí)為良的面積增加5.66 km2，相對(duì)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(jí)分布

3.2 平朔礦區(qū)NPP變化分析

通過(guò)改進(jìn)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(gè)研究區(qū)的最高值，平朔礦區(qū)的NPP最大值呈遞減趨勢(shì)，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(lái)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(kuò)大，與此同時(shí)，礦區(qū)周邊復(fù)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(fù)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(guó)家土地利用分類(lèi)標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 21010—2007)，結(jié)合平朔礦區(qū)實(shí)際情況，通過(guò)目視解譯為主、支持向量機(jī)分類(lèi)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(chǎng)、剝離區(qū)、露天采坑、工業(yè)廣場(chǎng)等8大地物類(lèi)型。混淆矩陣驗(yàn)證分類(lèi)結(jié)果表明總體精度93.2%，Kappa系數(shù)在0.87以上，滿(mǎn)足本研究對(duì)數(shù)據(jù)分類(lèi)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(kuò)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(chǎng)、工業(yè)廣場(chǎng)以及建筑用地均在增加，1989年上述5種地物類(lèi)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(xiàn)狀分類(lèi)數(shù)據(jù)來(lái)看(圖4)，1989—2019年采礦區(qū)域范圍不斷擴(kuò)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(dòng)，東露天礦呈四周擴(kuò)張趨勢(shì)。

表3 土地利用變化統(tǒng)計(jì)

圖4 平朔礦區(qū)土地利用現(xiàn)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(chǎn)[27]。由于平朔礦區(qū)主要復(fù)墾方向?yàn)楦亍⒘值亍⒉莸兀时狙芯恐袑⒏髂昶趧冸x區(qū)、建筑用地、排土場(chǎng)、工業(yè)廣場(chǎng)以及露天采坑轉(zhuǎn)為耕地、林地、草地的區(qū)域記為復(fù)墾區(qū)域；將各年期剝離區(qū)、建筑用地、排土場(chǎng)、工業(yè)廣場(chǎng)以及露天采坑未轉(zhuǎn)為耕地、林地、草地的區(qū)域記為未復(fù)墾區(qū)域。從圖5(a)可知，1989—2019年土地復(fù)墾區(qū)域面積不斷增加，其中復(fù)墾方向?yàn)楦氐膮^(qū)域從1989—2002年的0.24 km2增加到2009—2019年的12.92 km2，林地復(fù)墾面積30 a間相較于草地與耕地的復(fù)墾面積最少，復(fù)墾率為0.08 km2/a，草地復(fù)墾總面積1989—2019年達(dá)到16.58 km2，從復(fù)墾面積的變化來(lái)看，平朔礦區(qū)對(duì)礦區(qū)開(kāi)采后的復(fù)墾規(guī)劃得到有效實(shí)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(jìn)程的加快，未復(fù)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(lèi)型變化，根據(jù)土地利用分類(lèi)數(shù)據(jù)(圖4)可知，露天采坑的面積隨著年份的增長(zhǎng)呈增加趨勢(shì)，排土場(chǎng)2009—2019年有5.00 km2未發(fā)生地物類(lèi)型變化，剝離區(qū)、工業(yè)廣場(chǎng)的未復(fù)墾區(qū)域30 a間總面積為4.75 km2和12.59 km2，隨著城市化進(jìn)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(lèi)型的未復(fù)墾區(qū)域的面積達(dá)到9.17 km2。

圖5 1989—2019年復(fù)墾與未復(fù)墾區(qū)域面積變化

3.3.2 復(fù)墾/采礦區(qū)域植被NPP與RSEI研究

通常生態(tài)環(huán)境質(zhì)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(zhì)量呈變好趨勢(shì)，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(fù)墾區(qū)域的生態(tài)環(huán)境質(zhì)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(fù)墾區(qū)域的生態(tài)環(huán)境得到改善，大多數(shù)采礦用地轉(zhuǎn)變成林地、草地以及耕地，2002年和2009年土地復(fù)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(fù)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(fù)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(zhǎng)且土壤質(zhì)地脆弱，其所反應(yīng)的植被生長(zhǎng)狀態(tài)以及生態(tài)環(huán)境質(zhì)量就較差。隨著礦區(qū)環(huán)境保護(hù)政策的實(shí)施，采礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境質(zhì)量逐漸有所好轉(zhuǎn)，2019年生態(tài)環(huán)境質(zhì)量達(dá)到多年來(lái)最優(yōu)值。

圖6 復(fù)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(fù)墾區(qū)域RSEI、NPP均值對(duì)比

3.3.3 基于線(xiàn)性加權(quán)分析法的綜合指數(shù)分析

根據(jù)熵值法分別計(jì)算RSEI與NPP的權(quán)重，利用線(xiàn)性加權(quán)分析法得到生態(tài)復(fù)墾區(qū)域基于NPP和RSEI的綜合指標(biāo)Z值。基于熵值法計(jì)算2002—2019年RSEI與NPP所占權(quán)重(表5)表明，NPP比RSEI起主導(dǎo)作用，除2009年兩者所占權(quán)重相近外，2002年和2019年NPP權(quán)重值分別達(dá)到0.545和0.601。熵值法計(jì)算的RSEI和NPP的權(quán)重均為正值，則線(xiàn)性加權(quán)分析法得到的綜合指標(biāo)越大表明復(fù)墾區(qū)域的環(huán)境狀況越好，礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)力越強(qiáng)。Z值介于0～1之間，越接近于1表明復(fù)墾效果越好。從表6可知，2002年、2009年和2019年復(fù)墾區(qū)域生態(tài)恢復(fù)力均值分別為0.499，0.621和0.455，對(duì)應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)差分別為0.235，0.239和0.223。在ArcGIS中根據(jù)自然間斷法將研究區(qū)的綜合指數(shù)Z分為4個(gè)等級(jí)(圖8)，分別為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ，代表礦區(qū)復(fù)墾恢復(fù)力由低到高。

表5 各指標(biāo)所占權(quán)重

表6 各年份綜合指數(shù)均值及標(biāo)準(zhǔn)差

圖8 各年份生態(tài)綜合指數(shù)分級(jí)

從表7可知，復(fù)墾區(qū)域生態(tài)恢復(fù)力綜合指標(biāo)值與RSEI和NPP均通過(guò)了P<0.01的顯著性檢驗(yàn)，生態(tài)恢復(fù)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(guān)系數(shù)達(dá)0.829，生態(tài)恢復(fù)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(guān)系數(shù)達(dá)0.765。由圖9可知，位于Ⅰ區(qū)的生態(tài)恢復(fù)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(fù)墾區(qū)域生態(tài)恢復(fù)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(shì)，2019年面積比重達(dá)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(shuō)明2002—2019年間礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)力高的面積逐漸增加。

圖9 不同復(fù)墾級(jí)別生態(tài)恢復(fù)力均值及所占礦區(qū)復(fù)墾面積

表7 各年份各指標(biāo)與生態(tài)恢復(fù)力綜合指標(biāo)相關(guān)性

4 結(jié) 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(dòng)，2個(gè)礦區(qū)邊界更加分明；東露天礦區(qū)以開(kāi)采點(diǎn)為中心不斷擴(kuò)張。

2)礦區(qū)采礦復(fù)墾面積均呈不斷增加趨勢(shì)，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(fù)墾面積相對(duì)于2002年增加了14.97 km2。

3)2019年平朔礦區(qū)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量為優(yōu)和良等級(jí)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(fù)墾區(qū)域比采礦區(qū)增加了0.468 gc/m2。

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