煤粮复合区耕地生态系统重分类及生态效应分析

杨子睿， 侯湖平， 丁忠义， 王 慧

[中国矿业大学(徐州)环境与测绘学院，江苏徐州 221116]

耕地生态系统是生物地球化学系统的核心组成部分，对人类生态环境有重要影响。煤粮复合区耕地生态系统是在矿区范围内以耕作为主的耕地自然景观和以矿产资源开采为主导的人类活动相互作用形成的复合生态系统[1]，其生态价值主要体现在为人类提供食物、工业原材料等直接价值和大气调节、水源涵养等间接价值2个方面。由于受大规模矿产资源开发活动的扰动影响，煤粮复合区的土壤结构遭到破坏，肥力下降，地表发生沉陷、积水等状况，对区域内的耕地生态系统造成了极大的影响[2-3]。开展煤粮复合区耕地生态系统生态价值的变化研究，有利于解决煤粮复合区煤炭开采和耕地保护之间的矛盾，准确认识矿业活动对煤粮复合区耕地生态系统功能价值的干扰效应，明晰区域耕地可保有容量与煤矿区生态修复的预期目标。

1 研究概述

煤粮复合区是当前一个特殊的土地利用研究单元，在煤矿开采区域，由于大规模的矿产资源开发，区域内耕地生态系统处于十分不稳定的状态，耕地利用类型发生剧烈变化。耕地利用类型和格局变化是影响研究区耕地生态系统过程和生态价值的主要因素，因此可通过耕地利用类型和格局变化来反映耕地生态系统生态价值的变化，为生态系统生态效应的研究提供新的思路。目前对生态价值的研究结果主要集中在定量评价土地利用变化所引起的生态价值变化及其所产生的生态效应度量方面。在计算方法方面，国内的研究多以谢高地等的生态价值估算成果[4]为依据，卢元清等在此基础上针对小尺度生态系统提出了生态价值修正模型，将现实干扰因素考虑进去，提高了生态价值的测算精度[5]。在研究对象方面，目前大多为大尺度区域生态系统，少量为农田、草地等生态子系统，对矿区尤其是煤粮复合区的研究还十分少见。杨璐等基于土地利用变化对邹城市煤粮复合区生态系统的生态价值进行测算，为研究煤粮复合区生态系统的生态价值提供了重要的研究思路[6]。本研究尝试将刘洪江等使用的信息重分类方法[7]应用于研究区耕地生态系统的重新判别，分别测算重分类后各耕地生态子系统的生态价值并分析其变化情况，并基于谢高地等提出的生态服务价值估算模型[4]构建生态效应计算模型，以反映自然、社会等因素对耕地生态系统的影响程度。

江苏省徐州市沛北煤矿区是两淮国家大型煤炭基地与华东地区煤炭工业基地的重要组成部分，是徐淮平原乃至黄淮海平原的商品粮生产基地，属于典型的煤粮复合区。目前，沛北煤矿区已经造成5 596.41 hm2土地塌陷，煤炭资源开采与耕地资源保护形成了极其尖锐的矛盾[8]。如何正确研判耕地变化时空格局及耕地变化生态效应，对我国煤粮复合区资源协调利用调控、生态建设与社会稳定至关重要[9]。本研究以徐州市沛北煤矿区作为研究对象，将2000、2004、2008年地球观测系统(SPOT)遥感影像与土地利用现状数据作为基础数据，通过分析与量化耕地生态系统价值，评估重分类下耕地面积和结构变化引起的生态价值变化和生态效应变化，揭示煤炭资源开采对耕地生态价值的影响，以期为煤粮复合区耕地生态系统的生态价值研究提供科学依据。

2 数据处理与研究方法

2.1 数据来源

所采用的遥感图像为从中国科学院遥感与数字地球研究所购买的SPOT影像，影像分辨率为10 m×10 m，全色波段，时相选择塌陷地水体信息丰富和植被光谱特征明显的植物生长季后期的8—9月份，采集时间分别为2000年09月15日、2004年09月09日、2008年09月23日，云量均为0%。研究区枯水期影像选择的是2000、2004、2008年3月期间的Landsat TM影像，并从徐州市国土资源局获取了2011年沛县土地利用现状图、2011年沛北煤矿区塌陷积水分布图、2013年沛北煤矿区范围矢量图以及2000、2004、2008年沛北煤矿区塌陷范围矢量图(均为shp格式矢量数据)，用于相关辅助分析；江苏省徐州市沛县的粮食产量和粮食单价均来源于2000、2004、2008年《徐州市统计年鉴》。

2.2 耕地信息重分类

煤粮复合区耕地生态系统是在矿区范围内以耕作为主的耕地自然景观和以矿产资源开采为主导的人类活动相互作用形成的复合生态系统。在煤矿开采区域，由于大规模的矿产资源开发，区域内耕地生态系统处于十分不稳定的状态。沛北煤矿区属于高潜水位煤矿区，受采矿活动开采的影响，其区域内的耕地生态系统将会经历未沉陷阶段、沉陷阶段、季节性积水阶段和常年积水阶段等4个变化阶段。利用遥感数据发掘4种耕地生态系统随时间的变化规律，发现耕地生态系统内部变化的隐含信息，并进行信息重分类是其行之有效的手段。

信息重分类的主要思想是尽量避免代码重复，对n个时段的数据而言，须将它们尽量分开，这样经分类后，将所有信息进行叠加，可以得到1张土地变化信息总图，通过对这张图进行信息提取与分析，即可得到所需要的信息[7]。在进行信息重分类时一般要考虑研究对象特征和遥感对象判读处理等2个因素。目前，国内对于信息重分类方法的应用已经比较成熟，如李柏延等在研究土壤侵蚀动态变化时，采用重分类方法将研究区土壤侵蚀状况划分为基本无土壤侵蚀、轻度土壤侵蚀、中度土壤侵蚀和重度土壤侵蚀等4种进行分析[10]。

为揭示因采煤活动造成煤粮复合区耕地发生未沉陷—地表沉陷—季节性积水—常年积水的过程以及该过程导致的区域生态系统功能状态变化[11]，将煤粮复合区耕地生态系统重分类为未沉陷一般耕地子系统、沉陷未积水耕地子系统、季节性积水耕地子系统和常年淹水绝产耕地子系统等4类；须要说明的是，常年淹水绝产耕地即通常意义的积水地，由于常年积水无法进行耕作，一般已经演化为鱼塘、池塘等，为凸显耕地内部变化而将其作为一类耕地进行分析。

遵循遥感影像数据处理过程，采用最大似然法(ROIs)[12]对2000、2004、2008年影像进行监督分类；由于ROIs无法精确地将未沉陷一般耕地和沉陷未积水耕地区分出来，因此对4类耕地的识别将在识别水域(自然水体和塌陷水体)、村庄和塌陷区范围的基础上完成，并将判别结果转换成shp格式。地类识别过程为(1)未沉陷一般耕地的识别。首先，利用监督分类对耕地、水域和村庄等进行识别，然后导入塌陷地范围，用耕地范围对塌陷地范围进行裁剪后得到的区域即为未沉陷一般耕地。(2)沉陷未积水耕地的识别。在完成未沉陷一般耕地识别之后，得到位于塌陷区的耕地和塌陷区以外的耕地；塌陷区范围内的耕地即为沉陷未积水耕地。(3)季节性积水耕地的识别[13]。由于季节性积水耕地具有“多雨季节积水，少雨或无雨季节板结”的特征，因此主要应用时相分析法对其进行识别，即在完成水域、塌陷区范围识别的基础上，利用同一年度9月份的丰水期和3月份的枯水期影像比较得到。(4)常年淹水绝产耕地[14]。在水域判别的基础上，常年性积水区即为常年淹水绝产耕地。

在分类完成后，将未沉陷一般耕地、沉陷未积水耕地、季节性积水耕地和常年淹水绝产耕地追加到同一数据集，并制作专题图；数据处理后得到的耕地重分类结果见图1和表1。

2.3 耕地生态价值测算方法

为了度量各类耕地子系统变化对耕地生态系统产生的生态效应，可以用生态价值变化来衡量生态系统功能状态变化，进而反映其生态效应。目前，国内主要采用当量因子法对生态价值进行测算[15-16]，该方法是在谢高地修正Costanza提出的测算方式[17]的基础上，根据不同地理空间异质性表达提出的[18]。

根据谢高地等研究制定的中国生态系统单位面积生态服务价值当量因子表[18]，结合研究区的实际情况，设计出沛北煤粮复合区各类耕地生态子系统的单位面积生态服务价值当量因子表(表2)。其中，未沉陷一般耕地子系统、沉陷未积水耕地子系统、季节性积水耕地子系统、常年淹水绝产耕地子系统的当量因子取值原则借鉴田小松等的取值思路[19]，定为未沉陷一般耕地子系统取值与农田一致；根据宋戈等对耕地生态系统服务功能价值的测算[20]，沉陷未积水耕地子系统取值为农田的70%；沛北煤矿区的常年淹水绝产耕地子系统1/2为未经综合整治的湿地地貌，而靠近微山湖一侧的常年淹水绝产耕地子系统则进行了微山湖湿地公园改造计划，综合实际水土资源利用特点，常年淹水绝产耕地子系统生态服务价值当量因子在此取湿地和水域的平均值；季节性积水耕地子系统由于具有季节性变化特点，因此将其取值设定为沉陷未积水耕地子系统与常年淹水绝产耕地子系统的平均值[21]。

表1 研究区耕地面积变化

表2 单位面积耕地生态系统服务价值当量因子

根据表2并结合《徐州市统计年鉴》中的粮食单产和粮食单价即可计算出研究区各类耕地单位面积年度生态价值。但此种计算生态价值的方法一般适用于全国大区域陆地生态价值的评估，对于小尺度耕地生态价值的研究，难以有效识别采矿活动波动性、社会经济发展阶段及资源稀缺性等因素对耕地生态价值的影响[22-24]。因此本研究考虑到上述3个因素对耕地资源价值的影响，采用现时点数据对平均状态下耕地生态价值进行评估修正。计算公式为

Ve=Vc×K×L×S。

(1)

式中：Ve为修正后的耕地生态价值；Vc为根据谢高地等的研究成果[15]修改后计算出来的研究区耕地生态价值；L为社会发展阶段修正系数；K为采矿活动影响修正系数；S为资源稀缺修正系数。

2.3.1 采矿活动影响系数修正 根据王行风等提出的煤矿区生命周期理论[25]，矿区的发展在不同时期对周边生态环境所产生的影响也大不相同。采矿活动对矿区范围内耕地的土壤肥力具有很强的负面作用，因此，可通过对煤矿区不同阶段土壤肥力的测算来修正耕地生态价值，数据来源于沛北煤矿区2000年以来各项土壤评价项目报告，计算公式[26]为

(2)

式中：Pi为不同时期的土壤综合肥力系数；Pia为不同时期土壤各属性分肥力系数的平均值；Pim为不同时期土壤各属性分肥力系数的最小值；n为参与评价的土壤因子个数。增加修正项(n-1)/n是为了反映可信度，即参评土壤属性项目越多，可信度越高。

2.3.2 社会发展阶段系数修正 由于人们对生态服务功能价值的认识是一个渐进的过程，在较低发展阶段，人们对生态价值的认识水平也较低，且这种认识水平的提高较为缓慢；但达到小康水平之后，人们对环境舒适性服务的需求会急剧提高，当继续发展到极富阶段时，这种需求便会趋于饱和。因此，可以采取皮尔生长曲线模型[5]来测算社会发展阶段系数：

(3)

式中：e为自然对数底数；En为2000、2004、2008年研究区恩格尔系数。

2.3.3 资源稀缺系数修正 资源稀缺度可反映某区域在经济、社会和环境可持续发展过程中生态资源需求量与供给量之间的关系。生态资源存量越小，需求量越大，稀缺度就越高，则人们对单位生态资源的支付意愿越大，生态系统的服务功能价值越大。同一区域的自然地理条件较接近，其土地利用结构特征也较接近。本研究采用的资源稀缺系数修正公式[5]为

(4)

式中：p、P分别为研究区、全国平均人口密度。经计算，p为398人/km2，P为通过《徐州市统计年鉴》分别计算出的2000、2004、2008年研究区的人口密度。

2.4 生态效应测算模型

2.4.1 生态效应指数模型 生态效应是指人为活动造成的环境污染和环境破坏引起的生态系统结构和功能变化[27]。定量评价生态效应有利于揭示人类活动与生态环境的相互作用机制与变化过程。赵丹阳等通过构建城市用地扩张的生态环境效应P-S-R(EU-P-S-R)模型，计算松花江流域城市用地扩张的生态环境综合效应指数，用以解释城市用地扩张产生的生态效应的时空变化特征[28]。崔王平等从城市扩展模式、人为干扰强度、景观格局梯度等3个方面对重庆市主城区城市扩展过程中景观组分变化引起的生态效应进行综合分析，结果发现，不同走向局部区域景观格局梯度变化存在显著的时空差异，这是城市化过程中景观组分变化引起生态效应的主要原因[29]。耕地生态系统总效应不仅受耕地面积变化的影响，还受研究区内其他多种因素影响。

为了探索耕地变化引起的生态效应，应在研究区耕地生态系统的总价值中分别确定由耕地面积变化而引起的变化比例和由农业发展等其他因素所引起的变化比例。构建如公式(5)、(6)所示的耕地生态效应指数模型[30]，以度量生态效应变动幅度。

(5)

(6)

式中：H(ef)i表示i类耕地面积变化的生态效应指数；K(ef)i表示i类耕地单位面积生态价值变化的生态效应指数；A(e)i、A(f)i分别表示研究期初、研究期末i类耕地生态系统的面积；D(e)ij、D(f)ij分别表示研究期初、研究期末单位面积i类耕地生态系统第j项生态服务功能的价值；i表示耕地生态系统类型；j表示生态服务功能类型；m表示耕地生态系统类型总数；n表示生态服务功能类型总数。

2.4.2 生态效应模数模型 同样的生态价值变化量产生的效果因发生区域面积以及发生时段长度的不同而不同[30]，即生态效应不仅须要考虑变动幅度，也应该关注生态效应变动效率或效果。借鉴水文学径流模数[30]建立如公式(7)所示的生态效应模数模型，以度量生态效应变动效果。

(7)

式中：M(ef)i表示i类耕地生态系统面积变化引起的生态效应模数；T表示的时间段在本研究中只有1个，即2000—2008年，为了对不同时段间进行对比，应分别计算2000—2004年、2004—2008年的生态效应模数，因此T可以直接取值为4，其他参数的含义与生态效应指数模型中的一致。但在计算不同时段生态效应模数时，A(e)i、A(f)i以及D(e)ij的值随着时间的变化而变化。

3 结果与分析

3.1 生态价值测算及修正

按照公式(2)、(3)、(4)对测算出的生态价值进行修正，得到修正之后的研究区耕地生态价值。由表3可知，2000—2008年期间，未沉陷一般耕地生态子系统由于单位面积年度生态价值的增加，其生态价值由88.57×106元/年增加为189.75×106元/年，增加了 114.24%。沉陷未积水耕地子系统一部分转换成了季节性积水耕地子系统和常年淹水绝产耕地子系统，但由于单位面积年度生态价值的增加，其生态价值反而由16.93×106元/年增加到了28.16×106元/年，增加的幅度达到了66.33%。相比之下，季节性积水耕地、常年淹水绝产耕地子系统随着面积的增长保持着稳定的生态价值增长幅度，加之单位面积生态价值的增加，2000—2008年期间季节性积水耕地子系统的生态价值由1.52×106元/年增加为8.04×106元/年，增长幅度达428.95%。常年淹水绝产耕地子系统的生态价值则由 12.45×106元/年上升为119.4×106元/年，增长幅度达859.04%。

表3 研究区耕地生态系统生态价值

生态价值贡献率是指各耕地子系统所提供的生态服务价值占耕地生态系统生态服务价值的比例。由图2可知，2000—2008年期间各耕地子系统的贡献率均是未沉陷一般耕地子系统最大，季节性积水耕地子系统最小。

为了更加直观地体现研究区的耕地生态价值变化，将计算所得生态价值赋予煤矿区耕地分布图，即可得到单位像元的耕地生态价值(像元大小20 m×20 m)，具体如图3所示，图中除灰色区域表示建筑、水域、河流等用地分布外，其他均为各个类别耕地子系统单位像元生态价值分布。

通过对3年图像进行对比可以发现，研究区耕地生态系统的生态价值是逐年增加的；2000年的图像大部分介于区间[100，500)万元/像元之间，小部分介于区间[50，100)万元/像元之间，只有少部分零星斑块介于区间[1，50)万元/像元之间；2004年图像上大部分区域介于区间[500，1 000)万元/像元之间，部分介于区间[50，100)万元/像元之间；2008年图像基本在区间[100，500)万元/像元之间。

3.2 生态价值变化结果分析

通过对沛北煤粮复合区耕地生态系统生态价值的测算，可得出研究区各耕地子系统生态价值的变化特点：(1)2000—2008年期间，研究区4类耕地子系统的生态价值都有一定程度的增加，其中常年淹水绝产耕地子系统的增加幅度最大。主要是因为常年淹水绝产耕地子系统的生态价值与湿地生态系统和水域生态系统相近，具有较高的当量值，且常年淹水绝产耕地面积的大幅度增加，导致其生态价值大幅增加。

未沉陷一般耕地子系统和沉陷未积水耕地子系统虽然面积减少但是生态价值反而增加，主要是由于2000—2003年期间种粮积极性严重不足，2004—2008年期间国家为振兴农业，全面废除了农业税，促进了粮食产量大幅提高，这一政策变化使得研究区未沉陷一般耕地子系统和沉陷未积水耕地子系统面积有所减少，但2004年以后单位面积生态价值飞速提升。(2)沛北煤粮复合区常年的采煤活动对当地的耕地生态系统价值有着很大的影响。研究区季节性积水耕地子系统、常年淹水绝产耕地子系统的面积增加主要是在2000—2004年，这一现象是导致研究区耕地生态系统生态价值大幅上升的原因。而在未沉陷一般耕地向沉陷未积水耕地转换的过程中，采煤活动对耕地生态系统造成的影响更多为负面的。(3)未沉陷一般耕地子系统对沛北煤粮复合区耕地生态系统生态价值的贡献率最大，2004、2008年其他地类根据贡献率的递减依次为常年淹水绝产耕地子系统、沉陷未积水耕地子系统和季节性积水耕地子系统。常年淹水绝产耕地子系统贡献率增长幅度是各子系统中最快的，且其贡献率增长幅度与未沉陷一般耕地贡献率下降幅度基本一致。相比之下，季节性积水耕地子系统因所占面积最小，对整体耕地生态系统所提供的生态价值最小。

3.3 生态效应变化分析

3.3.1 生态效应指数变化分析 将各类耕地2000—2008年的面积变化数据及2000、2008年的耕地生态系统单位面积生态价值数据代入生态效应指数模型公式(5)、公式(6)中，可以得到各类耕地子系统面积变化所产生的生态效应指数以及单位面积生态价值变化所产生的生态效应指数。由表4可知，各类耕地子系统面积变化的生态效应指数介于0.01至0.17之间，具体表现为常年淹水绝产耕地>未沉陷一般耕地>沉陷未积水耕地>季节性积水耕地，表明在单位面积生态价值不变的前提下，常年淹水绝产耕地面积变化对研究区耕地生态效应的贡献率最大，季节性积水耕地的贡献率最小。

表4 耕地生态效应指数

各类耕地子系统单位面积生态价值变化的生态效应指数介于0.01至0.51之间，具体表现为未沉陷一般耕地>沉陷未积水耕地>常年淹水绝产耕地>季节性积水耕地的趋势。

从整体来说，由耕地单位面积生态价值变化所引起的研究区耕地生态系统的生态效应大于由耕地面积变化所引起的生态效应，其原因是研究区耕地面积的变化主要是耕地生态系统内部各类耕地子系统之间的相互转换，耕地与其他用地之间转换较少，单位面积生态价值的变化主要受经济、政策等外在因素的影响。在研究期内，受农业政策的影响，农民的种粮积极性提高，使得粮食产量提高，且国家提高了粮食的收购价格，使得粮食单价大幅提升，导致单位面积耕地的生态价值有了很大的提高，对研究区整个耕地生态系统产生了较大的生态效应。

3.3.2 生态效应模数变化分析 将各类耕地2000—2008年的面积变化数据以及2000、2004、2008年的耕地生态系统单位面积生态价值数据代入生态效应模数模型公式(7)中，可以得到2000—2004年的生态效应模数以及2004—2008年的生态效应模数。由表5可知，在2000—2004年、2004—2008年这2个时间段内各类耕地子系统的生态效应模数均表现为常年淹水绝产耕地>未沉陷一般耕地>沉陷未积水耕地>季节性积水耕地，且4类耕地子系统在2004—2008年期间产生的生态效应强度远小于2000—2004年。通过对比分析2个时段的生态效应模数可以得出：(1)未沉陷一般耕地、常年淹水绝产耕地子系统对耕地生态系统产生的生态效应强度较大，它们分别作为研究区内面积和单位生态价值较大的2类耕地，其产生的生态效应越大，对研究区内耕地生态系统的影响越大。(2)2000—2004年期间耕地变化产生的生态效应强度远大于2004—2008年期间，主要由于1997—2003年期间，我国的农业处于萧条期[31]，粮食产量降低，并在2003年达到最低值，但2004—2009年为我国农业的振兴期，2004年作为一个大的转折点，导致2000—2004年研究区耕地变化产生的生态效应强度远小于2004—2008年；此外，2000年沛北煤矿区的生态建设刚刚起步，2004年微山湖地区湿地景观建设基本成型，且2004—2008年该地区的耕地面积变化小于2000—2004年。

3.3.3 生态效应空间分布变化分析 耕地生态系统生态效应不仅表现在面积和时间上，同时在空间分布上也呈现一定的规律，将研究区各类耕地不同年份的重心点坐标计算出来，可以得到各类耕地子系统的重心点坐标变化。由表6可知，未沉陷一般耕地子系统的分布趋势主要朝着研究区的西南方向变化，沉陷未积水耕地子系统的分布趋势主要朝着研究区的西北方向变化，季节性积水耕地子系统的分布趋势主要朝着研究区的东南方向变化，常年淹水绝产耕地子系统的分布趋势主要是朝着研究区的东南方向变化。产生上述现象主要有以下原因：(1)沛北地区东临微山湖，近年来政府加大了对采矿地区湿地景观开发的重视，而微山湖湿地公园建设对研究区积水地的分布造成了极大影响，微山湖周边的积水地基本都被划入了湿地公园的范围之内，以加强观赏性。同时一些位于研究区东南方向的塌陷地受微山湖南北湖开道连通的影响，积水变成了常年淹水绝产耕地；(2)受研究区东南方向湿地公园建设，以及沛北煤矿区西部的人口密集程度大于东部区域的影响，未沉陷一般耕地子系统的分布在一定程度上具有向西部扩展的趋势；受沛北煤矿区矿井分布地点的影响，沉陷未积水耕地子系统的分布趋势也朝着研究区西向发展。

表5 耕地生态效应模数

表6 耕地重心坐标变化

注：表中数据为坐标点(x，y)，其中x坐标变大表示向东方分布，反之则向西；y坐标变大表示向北方分布，反之则向南。

4 结论与讨论

通过对沛北煤粮复合区耕地变化情况进行评价分析，本研究将复合区内的耕地生态系统细分为未沉陷一般耕地子系统、沉陷未积水耕地子系统、季节性积水耕地子系统和常年淹水绝产耕地子系统等4类，并对其面积变化导致的生态价值和生态效应变化进行分析，从定性和定量2个方面探究了沛北煤粮复合区采煤活动对其区域内耕地生态系统造成的影响。主要得出以下结论：(1)沛北煤粮复合区2000—2008年的耕地生态价值总体呈上升趋势，其主要原因是采煤活动造成的塌陷区耕地积水，导致积水地面积大幅度增加，说明受采煤活动影响的煤粮复合区耕地生态系统与自然耕地生态系统有较大差异。(2)同一年份中未沉陷一般耕地子系统对研究区耕地生态效应的贡献率最大，不同年份间常年淹水绝产耕地子系统面积变化对研究区耕地生态系统引起的生态效应最大；加强对未沉陷一般耕地的保护与利用，注重对常年淹水绝产耕地的开发，是实现煤粮复合区景观功能和生态调节功能的必要途径。(3)采煤活动对沛北煤粮复合区耕地的影响较大，未沉陷一般耕地子系统向沉陷未积水耕地子系统转换，沉陷未积水耕地子系统再向常年淹水绝产耕地子系统转换，导致耕地生态系统的生态价值总体呈上升趋势。与此同时，煤粮复合区耕地生态系统的功能价值也受国家农业政策的影响。

本研究仅主要考虑采煤活动对4类耕地子系统造成的影响，虽在一定程度上反映了煤粮复合区耕地生态系统与其他地区的差异，但对4类耕地子系统的内涵解释与遥感图像识别可能存在一定欠缺，生态价值当量因子的确定也还需要更多的验证，有待今后继续研究完善。