宝日希勒矿区煤炭资源开发的生态环境影响评价

2021-10-08张周爱陈树召

中国煤炭 2021年9期

孟峰, 张周爱, 陈树召

(1.国家能源宝日希勒能源有限公司，内蒙古自治区呼伦贝尔市，021000；2.中国矿业大学，江苏省徐州市，221116)

0 引言

煤炭资源的开发伴随着对生态环境的破坏，引发了众多生态问题[1-2]，对生态环境系统脆弱的草原区更是带来了巨大的冲击[3]，造成草地面积和质量下降、植被破坏和水土流失等严重生态问题[4-5]。

矿区煤炭资源开发的生态环境影响综合评价一直是研究热点，众多学者对其展开了研究。闫旭骞等专家[6]基于模糊评价理论、灰色预测和趋势函数法以及非线性理论提出了矿区生态系统稳定性综合评价方法；王广成等专家[7-8]构建了以生态环境保障度、自然资源支持度、社会经济发展度和健康可持续度为准则层的多层次评价指标体系及指标计量模型；程建光等专家[9]对煤矿区生态环境质量指标体系及方法等进行了系统研究，选用了灰色模型进行预测；张禾裕等专家[10]采用系统聚类与Delphi法结合筛选参评因素，层次分析法(AHP)确定其权重，用矢量数据叠加确定矿区生态环境现状等级；王霖琳[11]构建了资源枯竭矿区生态环境损伤评价指标体系；卞丽丽等专家[12]构建了基于能值的矿区生态效率指标体系；徐嘉兴等专家[13-14]从自然条件、景观结构、干扰程度和生态效益4个方面综合评价矿区土地生态质量，并定量分析了矿区土地生态质量空间分异特征；安英莉等专家[15]基于煤炭全生命周期的5个阶段对徐州矿区煤炭环境行为进行了评述；张周爱等专家[16]采用形态学空间格局分析(MSPA)法对胜利露天矿区生态网络格局进行了评价；张合兵等专家[17]基于遥感(RS)、地理信息系统(GIS)、空间景观格局分析等技术构建了压力-状态-响应-格局(PSRP)模型来评价煤矿区生态安全状况。

呼伦贝尔草原是我国典型的草原分布区之一，属大陆性干旱半干旱气候区，气候本身的脆弱性、波动性和严酷性[18-19]，再加上人类活动的作用，使该地区的草原生态系统很容易发生退化。草地退化的最明显标志是植被的退化，特定区域草原植被覆盖变化可在一定程度上反映草原退化的状况与过程[20]。笔者以位于呼伦贝尔草原区的宝日希勒矿区为研究区域，对宝日希勒矿区煤炭资源开发造成的生态环境影响进行了综合评价研究，确定了宝日希勒露天煤矿对周边草原生态的影响方式和影响范围，对于界定草原区露天煤矿开发的生态影响程度和促进矿区生态修复具有重要意义。

1 呼伦贝尔草原生态和资源开发特征

呼伦贝尔草原位于内蒙古自治区东北部，大兴安岭以西，是世界著名的天然牧场。同时，呼伦贝尔地区煤炭资源丰富，国家已经批复规划的煤炭储量就达452.76亿t，占到东北地区总量的54.6%[21]。脆弱草原生态的保护、修复与煤电基地开发的矛盾突出。

(1)生态本底脆弱。区域内自然条件恶劣，冬季酷寒且漫长，春、冬季多风，夏季降雨短促集中，蒸发量是降雨量的5～6倍，土壤瘠薄(表土层厚度0.3～0.5 m)，生态本底脆弱。由于煤炭露天开采造成土地压占、挖损，使矿区内生态景观受损、正常水文功能丧失、水土流失严重、土壤稀缺且贫瘠，生态修复难度大。

(2)生态修复资源短缺。植被生长需要合适的气温条件，新到界排土场的复垦又需要适合的地温条件，因此除极少数能适应当地冬季严寒条件的冬播物种外，绝大多数植被物种只有待春天气温和地温上升到一定程度后才能种植。宝日希勒露天煤矿所在呼伦贝尔地区年平均气温一般在0°以下，结冰期在5个月以上，进一步加剧了矿区水资源利用的难度。

(3)生态修复时间短。从多年统计情况看，呼伦贝尔地区的冻结期一般为10月上旬至来年的4月下旬。冻土融化就成为露天煤矿排土场复垦的先决条件，而表土的剥离、运输、堆存、铺设作业也成为影响排土场复垦进度的重要因素。

(4)露天矿生产与生态修复对土壤含水率的要求存在显著矛盾。一方面，土壤墒情是影响植被栽种作业和后期生态重建效果的重要因素，因此必须保持合理的含水率才能给到界排土场的生态修复提供良好的条件；另一方面，从保证设备作业安全和效率发挥的角度考虑，应严格控制土壤含水率，这与后期土地复垦对墒情的要求相反。因此，必须综合考虑露天煤矿生产和生态修复的需求，研发土壤环境与矿区植被及生态系统的协调技术，促进煤矿区生态系统的正向演替。

2 草原退化的驱动因子分析

草原植被对降水量的变化具有非常敏感的响应特征，水分因子是草原植被退化的首要限制因子，无论是自然气候的变化导致降水量减少，还是人类活动增加导致原本用于生态养护的水资源被占用，都会导致草原植被供水量减少，进而引起植被的覆盖度下降，当超过一定阈值时还会发生植被难以自然恢复的逆向演替过程。

此外，温度的升高会增加蒸发量，从而导致植被由于干旱度的增大而发生退化现象，气候变化产生的气温升高和人类活动导致局部区域气温高于其他区域，都会对草原植被产生影响。比如人类建设活动导致下垫面改变而产生的局部热岛效应，或工业排放造成局部气温升高等。因此大型煤电基地开发区域可能会由于工业活动和地表土地类型的改变引起局部气温升高，从而影响到周边的草原植被。

放牧过程也是直接造成草原植被覆盖度下降的原因之一，过度放牧会因植被覆盖度下降而引起土壤物理化学性质的改变和加剧风蚀，进而造成土壤沙化，使得植被覆盖度继续下降，因此，控制放牧强度也是防止草原退化的重要措施之一。

其他人类活动，如城镇化、矿产开发、工业活动、农业生产等都会因为破坏草原植被、直接或间接减少草原植被生态用水、破坏草原土壤结构和理化性质、增大水土流失风险、改变局部温度场分布等而造成草原植被的退化与逆向演替。

3 宝日希勒矿区草原生态影响评价方法

基于以上宝日希勒矿区生态环境变化驱动力分析可知，通过提升植被盖度、保证植被生态需水量、控制水土流失、保护土壤环境、改善土壤理化性质、增强土壤持水能力、合理控制产业和区域开发强度等措施，控制大型煤电基地开发区域内草原植被的退化和逆向演替，并建立区域环境监测体系。煤炭开发对草原生态影响边界研究技术流程如图1所示。以宝日希勒露天煤矿为例，构建了针对草原区采煤挖损位置确定及损毁年际信息的时序遥感识别模型及算法，煤炭开发对区域生态影响评价方法如图2所示。

图1 煤炭开发对草原生态影响边界研究技术流程

图2 煤炭开发对区域生态影响评价方法

该识别模型包括为消除噪声及气候对时序遥感数据的影响而提出BISE-WT时序数据滤波的方法、开采边界识别方法及开采年际信息提取方法。基于识别的开采边界，对采场周边的植被和土壤进行分析，初步揭示了典型煤矿区采场周围植被与土壤的空间变化特征。

4 植被绿度变化规律

1981-2016年呼伦贝尔典型矿区的草原植被绿度变化情况如图3所示。采用传统的RESTREND算法分析其变化趋势如图3(a)所示；同时考虑到草原植被对大气降水的敏感性，采用去除气候因素影响的TSS-RESTREND算法进行分析，如图3(b)[5]所示。

图3 1981-2016年呼伦贝尔草原区植被绿度变化

分析结果表明，采用2种方法对呼伦贝尔市典型矿区的植被空间分布的总体趋势分析存在差异，TSS-RESTREND方法分析得到的呼伦贝尔地区植被退化区域主要分布在中部和东南部，植被变绿区域集中在中部区域；但是利用传统的RESTREND方法分析得到的退化区域分布在西部和东南部区域，变绿区域分布在中部和北部。

为了有效分析NDVI随采场距离的变化情况，将NDVI平均值与距采场边界距离按照式(1)的指数函数进行拟合。

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

(1)

式中：y——拟合值；

a——拟合初始值；

b——变化速度；

c——渐近线。

根据拟合所得各参数，计算出宝日希勒露天煤矿采场周边各方向NDVI平均值随着与采场距离增大达到稳定状态时的距离值，宝日希勒露天煤矿采场周边各方向的NDVI变化见表1。

表1 宝日希勒露天煤矿采场周边各方向的NDVI变化

5 矿区周边土壤变化规律

5.1 土壤取样

在矿坑的北侧沿着采坑推进方向依照干扰时间长短自西向东分为矿坑采煤后采后区、采中区和开采方向东边缘采挖区，垂直开采方向北侧边界设置3条垂直于露天煤矿边帮的采样线A、B、C；并在每条采样线上平行于露天煤矿边帮布置3个采样条带，3个采样条带与矿坑的距离分别为300、600、900 m，记为采样条带1至采样条带3；由采样线和采样条带相交将整个北帮采样区分割为若干采样小区，记为A1、B1、C1等，其中采用C3小区作为对照区。

由于草原区土壤层厚度较小且具有明显的层序结构，因此在不同深度上分别取样。在去除表层浮土后，分别在距地面0～10 cm处(记为L1层)、10～20 cm处(记为L2层)和20～30 cm处(记为L3层)取土壤样品。为了避免取样造成的误差影响测试结果，在每个采样小区做3个1 m×1 m的样方。正常情况下将化验结果的平均值作为测试结果(当某一样方的测试结果与其他2个样方存在显著差异时重新取样再测)。

5.2 土壤理化性质变化

露天煤炭开采对土壤理化性质的影响见表2[22]。

表2 露天煤炭开采对土壤理化性质的影响

分析结果表明，煤炭资源的开发和放牧对土壤水分和营养成分含量的影响显著，但规律不同。

(1)随着采煤及放牧干扰的时间变长，土壤含水量降低幅度明显增大。对比各样方的化验数据，土壤含水率的降幅从C1各土层的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)随着干扰时间变长，铵态氮含量逐渐升高，且幅度呈现增强趋势。在C1样方的各土层中，铵态氮含量升高幅度分别为21.1%、18.5%、9.4%，B1样方中分别为48.2%、18.51%、54.1%，A1样方中分别为49.0%、32.4%、-22.4%。土壤中速效磷含量的变化与铵态氮含量的变化规律类似。

(3)随着干扰时间变长，土壤中全氮含量逐渐降低，且降低幅度呈升高趋势；而土壤中全磷变化虽然也很显著，但没有明显的规律性。

(4)随着采煤及放牧干扰强度降低(与采场距离变大)，土壤含水量降低幅度也随之变小。在采样线A中由A1各土层的51.6%、39.0%、48.7%，逐渐降低为A3的35.6%、30.7%、31.9%；在采样线B中也有降低的趋势，B1各层降低幅度为36.8%、40.2%、38.7%，B3为7.1%、5.6%、12.5%；采样线C中降低幅度趋势不明。

5.3 土壤微生物数量变化

研究表明，露天煤矿开采并未改变微生物种类随土层梯度的分布数量变化，如图4所示。

图4 露天煤矿开采对土壤微生物数量的影响

随着采煤及放牧干扰强度的降低，研究区土壤中细菌数量的降低幅度在各采样线中变化各异。其中，在采样线A中表现为升高的趋势，各土层的降低幅度由A1采样区的18.8%、28.0%、0.6%，显著增大为A3采样区的50.6%、59.5%、39.2%；与采样线A相反，采样线B中表现为缩小的趋势，L1土层各采样区下降幅度为66.9%、44.1%、20.0%，L2土层各采样区为62.1%、29.5%、17.4%，L3土层各采样区为45.2%、31.3%、-1.2%；相对而言，采样线C中各区块的降低幅度无明显变化趋势。这说明，土壤中细菌含量受到诸多因素的影响，采煤作业的干扰强度不足以形成决定性因素。

另外，在研究对比不同层位土壤的微生物含量后可知，表土层的变化幅度较小、深层土的变化幅度较大；对比不同菌种的变化情况可以看出，采煤扰动对土壤表层细菌、放线菌的数量的影响较显著，而对土壤表层真菌数量的影响较低。

5.4 土壤酶活性变化

现场取样分析表明，各样地的蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶的活性均随着土层深度的增加而降低，宝日希勒露天煤矿资源开发对土壤酶活性的影响如图5所示。

图5 宝日希勒露天煤矿资源开发对土壤酶活性的影响

由分析结果可知，露天煤炭开采并未改变土壤酶活性垂直变化特征。与对照区域相比，A1采样区中各土层的蔗糖酶活性分别降低了65.4%、69.4%和76.8%，且差异极显著(P<0.01)；脲酶活性分别减少了11.8%、14.2%和52.9%，且差异显著(P<0.05)；磷酸酶活性分别减少了15.1%、27.6%和24.1%，且差异显著(P<0.05)，过氧化氢酶活性分别减少52.6%、46.4%和47.4%，且差异极显著。但在采样条带B中仅过氧化氢酶活性呈现明显的降低趋势，其他土壤酶活性变化不显著。由此可见，长时间露天采煤干扰降低了蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶的活性，其中蔗糖酶和过氧化氢酶变化较大；而短时间干扰仅显著降低过氧化氢酶的活性。

随着采煤及放牧干扰时间的增加，蔗糖酶活性降低幅度有增大趋势，从C1采样区各土层的-1.9%、0.6%、30.4%和B1采样区各土层的0.6%、-3.5%、-13.8%，增大为A1采样区的65.4%、69.4%、76.8%。脲酶活性降低幅度同样呈现增大趋势，在C1采样区各土层的降低幅度分别为-1.9%、0.6%、30.4%，B1采样区各土层为-11.4%、-3.0%、4.7%，A1采样区各土层为11.8%、14.2%、52.9%。磷酸酶和过氧化氢酶活性的降低幅度也有随时间增加而增大的趋势。由此可见，随着干扰时间的增加，蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和过氧化氢酶的活性均受到露天煤矿开采的显著影响。

随着采煤干扰及放牧强度的降低，磷酸酶活性降低幅度整体呈现为缩小趋势。在采样线A中，L1土层各样点表现为15.1%、14.6%、12.6%，L2土层各样点表现为27.6%、20.0%、17.1%，L3土层各样点表现为24.1%、22.1%、11.3%；在采样线B中，降低幅度无明显变化趋势；在采样线C中，从C1采样区各土层的2.7%、6.4%、6.3%降低为C2采样区各土层的-3.5%、3.8%、-4.3%。与之类似，蔗糖酶活性降低幅度也整体呈缩小趋势。在采样线A中，A1采样区各土层的降低幅度分别为65.4%、69.4%、76.8%，而A3采样区各土层的降低幅度分别缩小为44.7%、56.3%、65.9%；在采样线B中，趋势与采样线A相反，蔗糖酶活性降低幅度随着采煤干扰及放牧强度的降低反而略有增大；在采样线C中，降低幅度变化趋势不明。过氧化氢酶的活性在采样线A的各土层中降低幅度由采样条带1的52.6%、46.4%、47.4%缩小为采样条带3的30.1%、27.7%、26.5%；而采样线B中仅L2和L3土层表现出缩小趋势，采样线C中变化趋势不明显。由此可见，露天采煤干扰对蔗糖酶、磷酸酶和过氧化氢酶的影响随着干扰强度的降低呈现缩小趋势，而脲酶降低幅度无明显变化趋势。