寶日希勒礦區(qū)煤炭資源開發(fā)的生態(tài)環(huán)境影響評價

孟 峰, 張周愛, 陳樹召

(1.國家能源寶日希勒能源有限公司，內(nèi)蒙古自治區(qū)呼倫貝爾市，021000；2.中國礦業(yè)大學，江蘇省徐州市，221116)

0 引言

煤炭資源的開發(fā)伴隨著對生態(tài)環(huán)境的破壞，引發(fā)了眾多生態(tài)問題[1-2]，對生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)脆弱的草原區(qū)更是帶來了巨大的沖擊[3]，造成草地面積和質(zhì)量下降、植被破壞和水土流失等嚴重生態(tài)問題[4-5]。

礦區(qū)煤炭資源開發(fā)的生態(tài)環(huán)境影響綜合評價一直是研究熱點，眾多學者對其展開了研究。閆旭騫等專家[6]基于模糊評價理論、灰色預測和趨勢函數(shù)法以及非線性理論提出了礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性綜合評價方法；王廣成等專家[7-8]構(gòu)建了以生態(tài)環(huán)境保障度、自然資源支持度、社會經(jīng)濟發(fā)展度和健康可持續(xù)度為準則層的多層次評價指標體系及指標計量模型；程建光等專家[9]對煤礦區(qū)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量指標體系及方法等進行了系統(tǒng)研究，選用了灰色模型進行預測；張禾裕等專家[10]采用系統(tǒng)聚類與Delphi法結(jié)合篩選參評因素，層次分析法(AHP)確定其權(quán)重，用矢量數(shù)據(jù)疊加確定礦區(qū)生態(tài)環(huán)境現(xiàn)狀等級；王霖琳[11]構(gòu)建了資源枯竭礦區(qū)生態(tài)環(huán)境損傷評價指標體系；卞麗麗等專家[12]構(gòu)建了基于能值的礦區(qū)生態(tài)效率指標體系；徐嘉興等專家[13-14]從自然條件、景觀結(jié)構(gòu)、干擾程度和生態(tài)效益4個方面綜合評價礦區(qū)土地生態(tài)質(zhì)量，并定量分析了礦區(qū)土地生態(tài)質(zhì)量空間分異特征；安英莉等專家[15]基于煤炭全生命周期的5個階段對徐州礦區(qū)煤炭環(huán)境行為進行了評述；張周愛等專家[16]采用形態(tài)學空間格局分析(MSPA)法對勝利露天礦區(qū)生態(tài)網(wǎng)絡格局進行了評價；張合兵等專家[17]基于遙感(RS)、地理信息系統(tǒng)(GIS)、空間景觀格局分析等技術(shù)構(gòu)建了壓力-狀態(tài)-響應-格局(PSRP)模型來評價煤礦區(qū)生態(tài)安全狀況。

呼倫貝爾草原是我國典型的草原分布區(qū)之一，屬大陸性干旱半干旱氣候區(qū)，氣候本身的脆弱性、波動性和嚴酷性[18-19]，再加上人類活動的作用，使該地區(qū)的草原生態(tài)系統(tǒng)很容易發(fā)生退化。草地退化的最明顯標志是植被的退化，特定區(qū)域草原植被覆蓋變化可在一定程度上反映草原退化的狀況與過程[20]。筆者以位于呼倫貝爾草原區(qū)的寶日希勒礦區(qū)為研究區(qū)域，對寶日希勒礦區(qū)煤炭資源開發(fā)造成的生態(tài)環(huán)境影響進行了綜合評價研究，確定了寶日希勒露天煤礦對周邊草原生態(tài)的影響方式和影響范圍，對于界定草原區(qū)露天煤礦開發(fā)的生態(tài)影響程度和促進礦區(qū)生態(tài)修復具有重要意義。

1 呼倫貝爾草原生態(tài)和資源開發(fā)特征

呼倫貝爾草原位于內(nèi)蒙古自治區(qū)東北部，大興安嶺以西，是世界著名的天然牧場。同時，呼倫貝爾地區(qū)煤炭資源豐富，國家已經(jīng)批復規(guī)劃的煤炭儲量就達452.76億t，占到東北地區(qū)總量的54.6%[21]。脆弱草原生態(tài)的保護、修復與煤電基地開發(fā)的矛盾突出。

(1)生態(tài)本底脆弱。區(qū)域內(nèi)自然條件惡劣，冬季酷寒且漫長，春、冬季多風，夏季降雨短促集中，蒸發(fā)量是降雨量的5～6倍，土壤瘠薄(表土層厚度0.3～0.5 m)，生態(tài)本底脆弱。由于煤炭露天開采造成土地壓占、挖損，使礦區(qū)內(nèi)生態(tài)景觀受損、正常水文功能喪失、水土流失嚴重、土壤稀缺且貧瘠，生態(tài)修復難度大。

(2)生態(tài)修復資源短缺。植被生長需要合適的氣溫條件，新到界排土場的復墾又需要適合的地溫條件，因此除極少數(shù)能適應當?shù)囟緡篮畻l件的冬播物種外，絕大多數(shù)植被物種只有待春天氣溫和地溫上升到一定程度后才能種植。寶日希勒露天煤礦所在呼倫貝爾地區(qū)年平均氣溫一般在0°以下，結(jié)冰期在5個月以上，進一步加劇了礦區(qū)水資源利用的難度。

(3)生態(tài)修復時間短。從多年統(tǒng)計情況看，呼倫貝爾地區(qū)的凍結(jié)期一般為10月上旬至來年的4月下旬。凍土融化就成為露天煤礦排土場復墾的先決條件，而表土的剝離、運輸、堆存、鋪設(shè)作業(yè)也成為影響排土場復墾進度的重要因素。

(4)露天礦生產(chǎn)與生態(tài)修復對土壤含水率的要求存在顯著矛盾。一方面，土壤墑情是影響植被栽種作業(yè)和后期生態(tài)重建效果的重要因素，因此必須保持合理的含水率才能給到界排土場的生態(tài)修復提供良好的條件；另一方面，從保證設(shè)備作業(yè)安全和效率發(fā)揮的角度考慮，應嚴格控制土壤含水率，這與后期土地復墾對墑情的要求相反。因此，必須綜合考慮露天煤礦生產(chǎn)和生態(tài)修復的需求，研發(fā)土壤環(huán)境與礦區(qū)植被及生態(tài)系統(tǒng)的協(xié)調(diào)技術(shù)，促進煤礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的正向演替。

2 草原退化的驅(qū)動因子分析

草原植被對降水量的變化具有非常敏感的響應特征，水分因子是草原植被退化的首要限制因子，無論是自然氣候的變化導致降水量減少，還是人類活動增加導致原本用于生態(tài)養(yǎng)護的水資源被占用，都會導致草原植被供水量減少，進而引起植被的覆蓋度下降，當超過一定閾值時還會發(fā)生植被難以自然恢復的逆向演替過程。

此外，溫度的升高會增加蒸發(fā)量，從而導致植被由于干旱度的增大而發(fā)生退化現(xiàn)象，氣候變化產(chǎn)生的氣溫升高和人類活動導致局部區(qū)域氣溫高于其他區(qū)域，都會對草原植被產(chǎn)生影響。比如人類建設(shè)活動導致下墊面改變而產(chǎn)生的局部熱島效應，或工業(yè)排放造成局部氣溫升高等。因此大型煤電基地開發(fā)區(qū)域可能會由于工業(yè)活動和地表土地類型的改變引起局部氣溫升高，從而影響到周邊的草原植被。

放牧過程也是直接造成草原植被覆蓋度下降的原因之一，過度放牧會因植被覆蓋度下降而引起土壤物理化學性質(zhì)的改變和加劇風蝕，進而造成土壤沙化，使得植被覆蓋度繼續(xù)下降，因此，控制放牧強度也是防止草原退化的重要措施之一。

其他人類活動，如城鎮(zhèn)化、礦產(chǎn)開發(fā)、工業(yè)活動、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)等都會因為破壞草原植被、直接或間接減少草原植被生態(tài)用水、破壞草原土壤結(jié)構(gòu)和理化性質(zhì)、增大水土流失風險、改變局部溫度場分布等而造成草原植被的退化與逆向演替。

3 寶日希勒礦區(qū)草原生態(tài)影響評價方法

基于以上寶日希勒礦區(qū)生態(tài)環(huán)境變化驅(qū)動力分析可知，通過提升植被蓋度、保證植被生態(tài)需水量、控制水土流失、保護土壤環(huán)境、改善土壤理化性質(zhì)、增強土壤持水能力、合理控制產(chǎn)業(yè)和區(qū)域開發(fā)強度等措施，控制大型煤電基地開發(fā)區(qū)域內(nèi)草原植被的退化和逆向演替，并建立區(qū)域環(huán)境監(jiān)測體系。煤炭開發(fā)對草原生態(tài)影響邊界研究技術(shù)流程如圖1所示。以寶日希勒露天煤礦為例，構(gòu)建了針對草原區(qū)采煤挖損位置確定及損毀年際信息的時序遙感識別模型及算法，煤炭開發(fā)對區(qū)域生態(tài)影響評價方法如圖2所示。

圖1 煤炭開發(fā)對草原生態(tài)影響邊界研究技術(shù)流程

圖2 煤炭開發(fā)對區(qū)域生態(tài)影響評價方法

該識別模型包括為消除噪聲及氣候?qū)r序遙感數(shù)據(jù)的影響而提出BISE-WT時序數(shù)據(jù)濾波的方法、開采邊界識別方法及開采年際信息提取方法?；谧R別的開采邊界，對采場周邊的植被和土壤進行分析，初步揭示了典型煤礦區(qū)采場周圍植被與土壤的空間變化特征。

4 植被綠度變化規(guī)律

1981-2016年呼倫貝爾典型礦區(qū)的草原植被綠度變化情況如圖3所示。采用傳統(tǒng)的RESTREND算法分析其變化趨勢如圖3(a)所示；同時考慮到草原植被對大氣降水的敏感性，采用去除氣候因素影響的TSS-RESTREND算法進行分析，如圖3(b)[5]所示。

圖3 1981-2016年呼倫貝爾草原區(qū)植被綠度變化

分析結(jié)果表明，采用2種方法對呼倫貝爾市典型礦區(qū)的植被空間分布的總體趨勢分析存在差異，TSS-RESTREND方法分析得到的呼倫貝爾地區(qū)植被退化區(qū)域主要分布在中部和東南部，植被變綠區(qū)域集中在中部區(qū)域；但是利用傳統(tǒng)的RESTREND方法分析得到的退化區(qū)域分布在西部和東南部區(qū)域，變綠區(qū)域分布在中部和北部。

為了有效分析NDVI隨采場距離的變化情況，將NDVI平均值與距采場邊界距離按照式(1)的指數(shù)函數(shù)進行擬合。

y=(a-c)e-bx+c

(1)

式中：y——擬合值；

a——擬合初始值；

b——變化速度；

c——漸近線。

根據(jù)擬合所得各參數(shù)，計算出寶日希勒露天煤礦采場周邊各方向NDVI平均值隨著與采場距離增大達到穩(wěn)定狀態(tài)時的距離值，寶日希勒露天煤礦采場周邊各方向的NDVI變化見表1。

表1 寶日希勒露天煤礦采場周邊各方向的NDVI變化

5 礦區(qū)周邊土壤變化規(guī)律

5.1 土壤取樣

在礦坑的北側(cè)沿著采坑推進方向依照干擾時間長短自西向東分為礦坑采煤后采后區(qū)、采中區(qū)和開采方向東邊緣采挖區(qū)，垂直開采方向北側(cè)邊界設(shè)置3條垂直于露天煤礦邊幫的采樣線A、B、C；并在每條采樣線上平行于露天煤礦邊幫布置3個采樣條帶，3個采樣條帶與礦坑的距離分別為300、600、900 m，記為采樣條帶1至采樣條帶3；由采樣線和采樣條帶相交將整個北幫采樣區(qū)分割為若干采樣小區(qū)，記為A1、B1、C1等，其中采用C3小區(qū)作為對照區(qū)。

由于草原區(qū)土壤層厚度較小且具有明顯的層序結(jié)構(gòu)，因此在不同深度上分別取樣。在去除表層浮土后，分別在距地面0～10 cm處(記為L1層)、10～20 cm處(記為L2層)和20～30 cm處(記為L3層)取土壤樣品。為了避免取樣造成的誤差影響測試結(jié)果，在每個采樣小區(qū)做3個1 m×1 m的樣方。正常情況下將化驗結(jié)果的平均值作為測試結(jié)果(當某一樣方的測試結(jié)果與其他2個樣方存在顯著差異時重新取樣再測)。

5.2 土壤理化性質(zhì)變化

露天煤炭開采對土壤理化性質(zhì)的影響見表2[22]。

表2 露天煤炭開采對土壤理化性質(zhì)的影響

分析結(jié)果表明，煤炭資源的開發(fā)和放牧對土壤水分和營養(yǎng)成分含量的影響顯著，但規(guī)律不同。

(1)隨著采煤及放牧干擾的時間變長，土壤含水量降低幅度明顯增大。對比各樣方的化驗數(shù)據(jù)，土壤含水率的降幅從C1各土層的31.2%、-2.1%、1.1%和B1的36.8%、40.2%、38.7%，增大至A1的51.6%、39.0%、48.7%。

(2)隨著干擾時間變長，銨態(tài)氮含量逐漸升高，且幅度呈現(xiàn)增強趨勢。在C1樣方的各土層中，銨態(tài)氮含量升高幅度分別為21.1%、18.5%、9.4%，B1樣方中分別為48.2%、18.51%、54.1%，A1樣方中分別為49.0%、32.4%、-22.4%。土壤中速效磷含量的變化與銨態(tài)氮含量的變化規(guī)律類似。

(3)隨著干擾時間變長，土壤中全氮含量逐漸降低，且降低幅度呈升高趨勢；而土壤中全磷變化雖然也很顯著，但沒有明顯的規(guī)律性。

(4)隨著采煤及放牧干擾強度降低(與采場距離變大)，土壤含水量降低幅度也隨之變小。在采樣線A中由A1各土層的51.6%、39.0%、48.7%，逐漸降低為A3的35.6%、30.7%、31.9%；在采樣線B中也有降低的趨勢，B1各層降低幅度為36.8%、40.2%、38.7%，B3為7.1%、5.6%、12.5%；采樣線C中降低幅度趨勢不明。

5.3 土壤微生物數(shù)量變化

研究表明，露天煤礦開采并未改變微生物種類隨土層梯度的分布數(shù)量變化，如圖4所示。

圖4 露天煤礦開采對土壤微生物數(shù)量的影響

隨著采煤及放牧干擾強度的降低，研究區(qū)土壤中細菌數(shù)量的降低幅度在各采樣線中變化各異。其中，在采樣線A中表現(xiàn)為升高的趨勢，各土層的降低幅度由A1采樣區(qū)的18.8%、28.0%、0.6%，顯著增大為A3采樣區(qū)的50.6%、59.5%、39.2%；與采樣線A相反，采樣線B中表現(xiàn)為縮小的趨勢，L1土層各采樣區(qū)下降幅度為66.9%、44.1%、20.0%，L2土層各采樣區(qū)為62.1%、29.5%、17.4%，L3土層各采樣區(qū)為45.2%、31.3%、-1.2%；相對而言，采樣線C中各區(qū)塊的降低幅度無明顯變化趨勢。這說明，土壤中細菌含量受到諸多因素的影響，采煤作業(yè)的干擾強度不足以形成決定性因素。

另外，在研究對比不同層位土壤的微生物含量后可知，表土層的變化幅度較小、深層土的變化幅度較大；對比不同菌種的變化情況可以看出，采煤擾動對土壤表層細菌、放線菌的數(shù)量的影響較顯著，而對土壤表層真菌數(shù)量的影響較低。

5.4 土壤酶活性變化

現(xiàn)場取樣分析表明，各樣地的蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶的活性均隨著土層深度的增加而降低，寶日希勒露天煤礦資源開發(fā)對土壤酶活性的影響如圖5所示。

圖5 寶日希勒露天煤礦資源開發(fā)對土壤酶活性的影響

由分析結(jié)果可知，露天煤炭開采并未改變土壤酶活性垂直變化特征。與對照區(qū)域相比，A1采樣區(qū)中各土層的蔗糖酶活性分別降低了65.4%、69.4%和76.8%，且差異極顯著(P<0.01)；脲酶活性分別減少了11.8%、14.2%和52.9%，且差異顯著(P<0.05)；磷酸酶活性分別減少了15.1%、27.6%和24.1%，且差異顯著(P<0.05)，過氧化氫酶活性分別減少52.6%、46.4%和47.4%，且差異極顯著。但在采樣條帶B中僅過氧化氫酶活性呈現(xiàn)明顯的降低趨勢，其他土壤酶活性變化不顯著。由此可見，長時間露天采煤干擾降低了蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶的活性，其中蔗糖酶和過氧化氫酶變化較大；而短時間干擾僅顯著降低過氧化氫酶的活性。

隨著采煤及放牧干擾時間的增加，蔗糖酶活性降低幅度有增大趨勢，從C1采樣區(qū)各土層的-1.9%、0.6%、30.4%和B1采樣區(qū)各土層的0.6%、-3.5%、-13.8%，增大為A1采樣區(qū)的65.4%、69.4%、76.8%。脲酶活性降低幅度同樣呈現(xiàn)增大趨勢，在C1采樣區(qū)各土層的降低幅度分別為-1.9%、0.6%、30.4%，B1采樣區(qū)各土層為-11.4%、-3.0%、4.7%，A1采樣區(qū)各土層為11.8%、14.2%、52.9%。磷酸酶和過氧化氫酶活性的降低幅度也有隨時間增加而增大的趨勢。由此可見，隨著干擾時間的增加，蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶的活性均受到露天煤礦開采的顯著影響。

隨著采煤干擾及放牧強度的降低，磷酸酶活性降低幅度整體呈現(xiàn)為縮小趨勢。在采樣線A中，L1土層各樣點表現(xiàn)為15.1%、14.6%、12.6%，L2土層各樣點表現(xiàn)為27.6%、20.0%、17.1%，L3土層各樣點表現(xiàn)為24.1%、22.1%、11.3%；在采樣線B中，降低幅度無明顯變化趨勢；在采樣線C中，從C1采樣區(qū)各土層的2.7%、6.4%、6.3%降低為C2采樣區(qū)各土層的-3.5%、3.8%、-4.3%。與之類似，蔗糖酶活性降低幅度也整體呈縮小趨勢。在采樣線A中，A1采樣區(qū)各土層的降低幅度分別為65.4%、69.4%、76.8%，而A3采樣區(qū)各土層的降低幅度分別縮小為44.7%、56.3%、65.9%；在采樣線B中，趨勢與采樣線A相反，蔗糖酶活性降低幅度隨著采煤干擾及放牧強度的降低反而略有增大；在采樣線C中，降低幅度變化趨勢不明。過氧化氫酶的活性在采樣線A的各土層中降低幅度由采樣條帶1的52.6%、46.4%、47.4%縮小為采樣條帶3的30.1%、27.7%、26.5%；而采樣線B中僅L2和L3土層表現(xiàn)出縮小趨勢，采樣線C中變化趨勢不明顯。由此可見，露天采煤干擾對蔗糖酶、磷酸酶和過氧化氫酶的影響隨著干擾強度的降低呈現(xiàn)縮小趨勢，而脲酶降低幅度無明顯變化趨勢。

6 研究結(jié)論

針對寶日希勒礦區(qū)生態(tài)損傷源多和生態(tài)累積周期長的難點，綜合運用遙感、GIS、現(xiàn)場取樣、數(shù)理統(tǒng)計、地質(zhì)統(tǒng)計學等方法對寶日希勒露天煤礦資源開發(fā)的生態(tài)環(huán)境影響開展深入研究，得出如下研究結(jié)論。

(1)分析了呼倫貝爾基于草原區(qū)基況與景觀生態(tài)服務功能，揭示了東部草原區(qū)降水變率主導、放牧影響廣泛、煤炭開發(fā)影響強度大但范圍有限等地表生態(tài)變化驅(qū)動力因子及其作用特征。

(2)建立了草原區(qū)景觀生態(tài)健康CVORE評價模型與景觀干擾識別方法，發(fā)現(xiàn)農(nóng)牧礦交錯帶中景觀生態(tài)健康影響距離與形態(tài)各異，影響距離一般為1～2 km，放牧的影響比煤炭開采更為顯著。

(3)提出了一種煤炭開發(fā)的生態(tài)影響邊界的界定方法并獲取了煤炭開采對典型生態(tài)因子的影響范圍，認為露天開采對土壤養(yǎng)分及土壤含水率的影響距離一般小于1 km。