廢棄工礦區生態修復潛力分析
——以水口山鎮為例

周 敏，齊增湘*，呂婧瑋，劉 鑫

(1.南華大學 建筑學院，湖南 衡陽 421001；2.湖南省健康城市營造工程技術研究中心，湖南 衡陽 421001；3.衡陽市科技局 生態型區域/城市規劃與管理重點實驗室，湖南 衡陽 421001)

工礦城鎮不僅在我國經濟發展中做出了巨大的貢獻[1]，而且對加快現代化建設和推動工業化進程起了有力的支撐作用。但由于缺乏統籌規劃和對資源粗放型的開發，致使城市建設用地與非城市用地發展不協調，從而帶來了生態環境破壞、資源過度開發、產業衰退等城市問題[2]，其中廢棄工礦區成為了制約城市化進程與可持續發展的主導因素。1977年生態修復被作為生態學分支進行研究后，其逐漸被認為對促進生態文明建設、廢棄礦區土地再利用、城鎮可持續發展具有重要支撐作用[3]。尤其在黨的“十八大”全面深化改革和“十九大”報告的重大戰略部署下，“生態修復，城市修補”形成了城市整體小干預、漸進性的治理模式[4-5]。因此，歷史遺留的廢棄工礦區及生態環境問題在新的城市治理模式下進行生態修復以及土地再利用具有迫切的現實意義。

在當前生態文明發展下，生態安全格局的構建被認為是實現區域生態安全與土地可持續發展的基本保障和必要途徑[6]。其理論通過識別和保護關鍵的局部、點、空間關系來維護區域生態系統的穩定發展[7]。R.T.T.Forman[8]首先系統性總結了景觀格局的優化方法，俞孔堅[7]則是在此基礎上提出了景觀生態安全格局的概念，此后成為國內的研究熱點，引發了學者在城市的景觀安全格局[9]、風景名勝區[10]、地質災害區[11]、農村居民點[12]等方面都做了廣泛研究。目前，除了少量基于“格局—過程”的區域生態安全格局構建模式[13]外，“源地識別—阻力面構建—提取廊道”的方法已成為構建生態安全格局的基本范式[11]。近些年， J.P.knaapen[14]提出的最小累積阻力模型(minimum cumulative resistance model，MCR)成為了主要的模型方法研究之一，其針對于景觀對空間運動過程的阻礙作用展現出良好的模擬效果，相比傳統模型能更好地表達景觀安全格局與生態過程的相互關系。目前景觀安全格局研究中存有不足，首先，在研究范圍方面，雖已形成鎮域、縣域、市域等多個不同尺度和區域的研究，但針對典型的工礦區城鎮研究鮮少。其次，在源的構建與識別方面，局限于單一源，尚少考慮“多源”綜合下所表現出的內外空間分布差異，源的識別方法上以直接識別為主，缺乏客觀性。最后，在構建生態阻力面上僅考慮景觀類型的空間位置卻忽略景觀類型間的相互影響，因此，很難達到滿意的研究效果，降低了研究方法的實踐價值。

鑒于當前研究不足，以水口山鎮為研究區，綜合考慮城市和生態兩者的擴張過程，基于遙感和ArcGIS軟件，選取土壤重金屬綜合污染指數、土地類型、歸一化植被指數等9個因子構建阻力面，模擬城市空間和生態源地的水平競合過程，量化工礦區構建生態用地的潛力，提出生態修復分區和治理對策，為城市的空間布局及生態治理提供技術支持。

1 研究區與研究數據

1.1 研究區概況

水口山鎮位于常寧市東北角，北傍湘江、東依舂陵河、南與煙洲鎮相連、西與蓬塘鄉、柏坊鎮接址，總面積86.19 km2，區內以平原、低山丘陵區地貌為主。氣候屬于亞熱帶半濕潤季風氣候，年平均氣溫17.9℃，年平均風速3.5 m/s，年平均降雨量1 394.9 mm，年平均日照時數122.9 h。鎮內蘊藏著豐富的鉛、鋅、金等20多種礦產資源，其鉛鋅儲量居全國第1位，素有“世界鉛都”“有色金屬之鄉“的美譽，在國家經濟發展中占居重要的地位。100多a的開采歷史背景下，私挖亂采的活動頻繁，部分礦產資源開發利用至今都保持著粗放的開發模式，未經處理的污水排放，對生態環境造成嚴重的破壞，裸露的礦區及淘汰的工業基地達到588.69 hm2，嚴重制約了經濟的可持續發展(圖1)。

圖1 工礦區分布示意圖

1.2 數據獲取和處理

采用的數據主要包括研究區2018年3月Landsat 8 OLI遙感影像數據、DEM 30 m分辨率的數字高程數據(www.gscloud.cn)、土地利用類型數據利用遙感影像，結合常寧市水口山鎮(工業新城)總體規劃(2015-2030)及實地調查和定位，在ENVI5.4軟件中目視解譯為水田、旱地、有林地、灌木林、疏林地、其他林地、高覆蓋度草地、河渠、水庫坑塘、城鎮用地、農村居民點、其他建設用地共12種用地類型。土壤重金屬綜合污染指數于2020年6月采用隨機與網格布點(500 m×500 m)結合的方法，嚴格按《土壤環境監測技術規范》(HJ/T166-2006)完成實地采樣，并用X-MET 8000手持式分析儀器測定土壤中Pb、Cu、Zn、As、Cd和Hg 6種重金屬含量，運用SPSS軟件對實測數據進行正態檢驗及處理，最后在ArcGIS中采用地統計學的Kriging法插值生成。NDVI在ENVI中通過波段公式獲得。數據柵格大小全部為30 m×30 m，統一投影坐標為WGS 1984 UTM ZONE 49N。

2 研究方法

2.1 歸一化植被指數

為了消除部分輻射誤差與大氣的影響，用ENVI對多光譜遙感影像進行輻射定標和大氣校正后提取歸一化植被指數(normalized difference vegetation index，NDVI)[15]。

(1)

式中，NIR為紅外光譜反射值，R為紅光反射值。

2.2 土壤重金屬綜合污染指數

根據《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》(GB 15618-2018)和《土壤環境監測技術規范》(HJ/T166-2006)[16-17]，采用內梅羅法計算土壤重金屬綜合污染指數。

(2)

式中，PImean和PImax分別為平均單項污染指數和最大單項污染指數。

2.3 水平競合模型構建

城市空間演變可看作是城市生態用地與城市建設用地兩者相互對弈的過程。為了實現生態服務功能與社會經濟效益兩者的最大化，城市的生態用地和建設用地兩者同樣需要擴張，將工礦區生態修復結果看成是城市建設與生態用地競合的過程。引入MCR模型形成建設用地和生態擴張的累積阻力面，并以兩者的差值量化模擬城市空間和生態用地的競合過程，以此來評價工礦區的生態修復潛力。

2.3.1 最小累積阻力模型 最小累積阻力模型(MCR)是耗費距離模型的衍生應用，其實質上是通過“源”克服其擴散或遷徙“阻力”的耗費，反映的是一種可達性[18]。模型考慮源、距離和阻力面特征三個要素，其公式[19]：

(3)

式中，MCR為最小累積模型；f為一個未知的正函數，反映的是空間中任何一點的最小阻力與其到所有源的距離和景觀基面特征的正相關關系。Dij代表從空間中某單元i到源j的實地距離，Ri是某一景觀i的阻力值。

本研究借鑒類似方法，將工礦區修復為城市建設和生態用地兩種用途，由此建立兩種用途的最小累積阻力差值模型，模擬工礦區生態修復的潛力并劃分優先級：

ΔMCR=MCR生態用地-MCR建設用地#

(4)

式中，MCR生態用地為生態用地綜合最小累積阻力表面，MCR建設用地為城市擴張用地綜合最小累積阻力表面。ΔMCR為生態用地與城市用地兩者綜合最小累積阻力表面的差值結果。

3 結果與分析

3.1 源的選取

在城市空間擴張源地識別方面，城市集中建設的區域是其重點發展的對象，可作為城市空間擴張過程的源地。基于2015年水口山鎮土地利用變更調查與實地調研，提取了集中分布的中心區及大型交通用地，總面積達到355.95 hm2(圖2)。

在生態擴張源地識別方面，源地為事物或事物向外起點和基地[20]，因此必須是生態服務功能較強、生境質量服務較高的區域[19]。借鑒相關研究[21]，采用生態服務價值評價與生境質量評價等權疊加的方法，得到水口山鎮生態用地綜合評價結果，再用自然斷點法選取等級最高的作為生態用地擴張的源地，面積為3 880 hm2，結構上看源地分布均勻(圖2)。

3.2 水平競合分析

生態過程中，源地是通過克服阻力對空間水平方向的競爭性控制和覆蓋過程來建立空間聯系[20]。該阻力是通過不同因子構成的阻力面來實現的，其反映了源在空間運行時受到阻力強度空間的分布與生態用地空間連通的趨勢[20]。本研究的MCR模型是建立在城市和生態用地競合過程之上，為了建立可比性，需要建立統一的阻力面體系。基于相關文獻[22-23]，結合鎮區現狀，選取了土壤重金屬綜合污染指數、土地類型、高程、坡度、歸一化植被指數、交通、河流、距城鎮距離、距礦區距離9個指標為評價因子來構建阻力表面評價體系(表1)，為使評價因子具有可比性，在衡量阻力因子時，通過查閱資料，將各項阻力因素用5分制進行等級劃分(圖3)，最后各阻力因子按權重[20,24-25]疊加構成城鎮和生態擴張的綜合因子阻力面(圖4)。

圖2 城市與生態擴張源地分布

一般而言高差大，植被指數高、坡度大的適合生態用地，反之適合城市建設用地。鑒于本研究的生態修復潛力與優先級，是在城市空間和生態兩者用地擴張競合量化工礦區生態修復范圍的基礎上，因此需要采用構建綜合生態用地MCR阻力表面減去綜合城市建設用地MCR阻力表面，得到兩過程的綜合ΔMCR差值表面。

3.3 最小累積阻力表面的計算

根據構建阻力可否直接判斷，可將阻力分為顯性與隱形阻力兩類[26]。以傳統構建方法利用MCR模型構建出生態用地和城鎮兩者擴展源的顯性阻力表面，其次為減少單一阻力面導致阻力表面的構建與實際情況偏差，考慮物質與能量之間的相互影響，采用地統計學中的Kriging以空間自相關為基礎構建出兩者的隱性阻力面，參考已有的研究成果[26]，確定顯性與隱性兩者阻力面權重值為0.7和0.3，構建出兩者綜合MCR阻力表面(圖5)。最后采用式(4)計算出生態與城市用地擴張ΔMCR差值表面(圖6)，其呈現出大值區分布在北部的志輝冶煉廠區，而小值區則集中在南部的裸露礦區，并由城市中心區域向周邊減少。

3.4 生態修復用地潛力

根據最小累積阻力表面的差值結果，選取ΔMCR<0時宜為生態用地的值，用自然斷點法將鎮區劃分Ⅰ～Ⅴ級的潛力區(圖7)，其阻力相差值越大，則潛力區級別越大，修復為城市生態用地的后備潛力越高而生態修復優先性越低。通過計算(表2)鎮區適宜地后備潛力面積為5 603.22 hm2，Ⅰ與Ⅱ級潛力區占到生態適宜地后備潛力總面積的28.65%和26.57%，Ⅲ與Ⅳ級潛力區占到23.97%和15.59%，Ⅴ級潛力區達到5.22%。

表1 阻力因子評價指標體系

依據工礦區范圍內不同區域優化對生態系統功能發揮的作用有不同影響，區內4種潛力區的修復優先性分別為Ⅰ區>Ⅱ區>Ⅲ區>Ⅳ區(圖7)。通過統計(表2)工礦生態適宜地后備潛力面積為333.09 hm2，Ⅰ級與Ⅱ級潛力區面積為166.41 hm2和90.9 hm2，分別占到工礦區生態適宜地后備潛力總面積的49.96%與 27.29%；Ⅲ級與Ⅳ級潛力區面積為73.98 hm2和1.8 hm2，分別占到工礦區生態適宜地后備潛力總面積的22.21%與0.54%；其中金銅項目冶煉等集中的工業園區、康家灣礦區、水口山金屬有色公司和部分裸露的采礦區以及尾礦填埋區為重點潛力區。在今后規劃設計中，可以將這些區域作為重點生態項目建設區。

4 結論與討論

基于ΔMCR差值表面分析和修復優先級分區，工礦區內修復生態用地的面積占工礦用地面積的59.62%，可為城市生態用地建設提供333.09 hm2用地。就工礦城鎮而言，對廢棄工礦區生態修復不僅可以維護生態系統的穩定性也一定程度上緩解了城市問題，將城市和生態兩者擴張因素納入生態修復的評價體系中，對生態修復依據更具有科學性和指導性價值。

根據不同修復優先級分區的治理重點，可采用有區別的措施與規劃策略進行生態修復。Ⅰ級潛力區是最主要的生態用地修復區，占到工礦區生態適宜地后備潛力總面積的49.96%，其主要分布在金銅項目冶煉等集中的工業園區，在治理方面該區域是污染物擴散的源頭，重金屬復合污染程度強，工業冶煉活動產生的“三廢”導致重金屬的沉降和集聚，降低土壤中的重金屬是生態修復的核心?？刹捎玫统杀厩矣行У木G色修復技術—微生物修復或植物修復，通過微生物的吸附、轉化來降低土壤重金屬，或通過超積累植物利用其對污染元素特殊的富集能力，將重金屬從土壤中移除。如狼把草(Bidenstripartita)、龍葵(Solanumnigrum)對Cd和Zn有富集作用，蜈蚣草(Eremochloaciliaris)可修復萃取Pb-As、Zn-As、Cu-As等復合污染土壤。在規劃策略上，由于距城鎮中心區較近，可納入城市用地的開敞空間來協調發展，在城鎮轉型發展期，依托現存工廠遺址，在保留工業文化記憶基礎上發展第3產業。

Ⅱ級潛力區占到工礦區生態適宜地后備潛力總面積的27.29%，其主要分布在尾礦填埋區、水口山金屬有限公司及部分裸露礦區。長期的選礦及尾礦填埋是區域的主要活動，選礦廢水的排放以及坑塘洼地內大面積廢棄尾礦的堆積，對水資源造成了嚴重污染。

圖3 單因素阻力面

圖4 生態擴張與城鎮擴張綜合阻力面

水質的治理是該區域生態修復的重點，選礦區應主要以治污水、抓節水為目標?？刹扇∥鬯至鞔胧┣壹薪ㄔO污水處理系統，達到污水的排放標準后循環使用，從根本上治理了超標污水的排放且降低了治水成本和保護了水資源，同時加大水系淤泥清理和河堤工程建設力度。在規劃策略上，可將部分修復成小型的綠色場地，如經濟型農林用地等。

Ⅲ級和Ⅳ級潛力區面積分別占到工礦區生態適宜地后備潛力總面積的22.21%與0.54%，由于長期的采礦活動，區域植被覆蓋度低，土地結構損壞嚴重，在治理方面，植被恢復是區域生態修復的側重點，針對自然環境及露天礦區構成特點采用綜合治理的方式進行植被恢復，在極端的環境下，應選擇耐干旱瘠薄、抗逆性好、優良土壤能力、根系發達、成活率強的植物種類，如紫穗槐(Amorphafruticosa)、小葉榕(F.microcarpa)、車桑子(Dodonaeaviscosa)、類蘆(Neyraudiareynaudiana)、滇合歡(Albiziasimeonis)等，在群落配置中，以草灌植物為主，突出以綠色為基調的層次感。為彰顯地方特色，適當選用一定量的當地先鋒喬木，如樟樹(Cinnamomumcamphora)等。喬木、灌木和草本的配置面積比例分別是10%～20%、20%～30%、50%～70%。為提高存活率，根據不同的地類和植被類型進行整地，采取覆土措施、自然與人為增肥措施恢復土壤基質和肥力。在規劃策略上，建議結合部分裸露的礦區修復為城市的郊野公園與半開放的生態保育區。

圖5 生態與城市兩者擴張綜合最小累積阻力表面

圖6 基于ΔMCR模型結果

本研究探索了在工礦區小尺度上生態修復潛力的評價方法，其阻力因子體系及模型的構建可為類似的研究提供借鑒。但仍有幾個方面需要強調：1)最小阻力模型建立是在指標體系構建的基礎之上，模型中阻力因子參數是相對值而非絕對值且評價體系無量綱，其權重的設定都是基于相關研究成果進行的，有待深入探討；2)模型構建方面，只考慮單元有促進或阻礙作用以及社會效益最大化和生態受到最小破壞的用地競合，而未考慮政策制度、技術水平、開發理念等一些非指標因素的影響；3)在內梅羅綜合污染指數方面，只在0～20 cm土壤取樣測算，可進一步探討土壤縱向深度各金屬的變化，對重金屬綜合污染分布研究進行完善。今后可在完善阻力因子及模型體系構建基礎上進一步對工礦區的修復利用做深入的探究，如建立完整的工礦城鎮修復體系、建立工礦城鎮多元化修復模式以及多產業重組模式等。但本研究結果可為水口山鎮規劃設計以及修復項目在空間尺度上落地和科學治理提供客觀依據，以期促進工礦城鎮的可持續發展，并為同類型礦區的生態修復提供借鑒。

注:1.志輝冶煉；2.松柏化肥廠；3.宏緯度冶煉廠；4.化工四廠；5.金銅項目冶煉集中工業園區；6.康家灣礦區；7.水口山金屬有限公司；8.裸露礦區；9.尾礦填埋區；10.康華化肥公司。

Fig.7 Spatial distribution of ecological restoration potential grades in towns and industrial and mining areas