劉文榮，李思揚(yáng)，張 波，司國斌

(1.中煤科工集團(tuán)北京華宇工程有限公司，北京 100120；2.華能伊敏煤電有限責(zé)任公司，內(nèi)蒙古 呼倫貝爾 021134)

煤炭開采項(xiàng)目生態(tài)環(huán)境影響具有較強(qiáng)的漸進(jìn)性與累積性，特別是露天煤礦開采，一方面采場地下水疏干排水對(duì)疏干影響范圍植被生長帶來影響，其影響的程度難以定量評(píng)估；另一方面采場剝離與外排土場壓占破壞原有植被，在露天礦開展生態(tài)重建與恢復(fù)后，生態(tài)恢復(fù)的程度難以定量評(píng)估。伊敏露天煤礦至今已有30多年的開采歷史，是草原區(qū)露天煤礦的典型代表。伊敏露天煤礦開采對(duì)周邊草地生態(tài)系統(tǒng)的影響已充分顯現(xiàn)，其在露天礦生態(tài)重建與恢復(fù)等方面進(jìn)行了大量實(shí)踐和探索，對(duì)研究我國草原區(qū)露天煤礦開發(fā)對(duì)草原生態(tài)系統(tǒng)的影響，草原生態(tài)系統(tǒng)的重建與恢復(fù)等具有重要的借鑒意義。

NPP是植被通過光合作用所同化的有機(jī)物量中扣除自養(yǎng)呼吸后的剩余部分[1]，不僅直接反映了植被群落在自然環(huán)境條件下的生產(chǎn)能力，而且還是判定生態(tài)系統(tǒng)健康狀況的重要指標(biāo)[2]，是反映草原生長特征和健康狀況最直接的指標(biāo)。NPP作為地表碳循環(huán)的重要組成部分，不僅直接反映了植被群落在自然環(huán)境條件下的生產(chǎn)能力，表征陸地生態(tài)系統(tǒng)的質(zhì)量狀況，而且是判定生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯和調(diào)節(jié)生態(tài)過程的主要因子，在全球變化及碳平衡中起著重要作用。關(guān)于NPP的早期研究主要集中在植物生理生態(tài)學(xué)領(lǐng)域用于評(píng)估自然和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的能力，后被用于分析人類活動(dòng)與環(huán)境變化對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的影響[3]。國內(nèi)大量研究人員開展了基于遙感數(shù)據(jù)的NPP研究工作，開展了基于遙感數(shù)據(jù)的內(nèi)蒙古草原區(qū)植被凈初級(jí)生產(chǎn)力(NPP)的研究，如應(yīng)用CASA模型對(duì)內(nèi)蒙古、錫林郭勒草原、呼倫貝爾草原草地生產(chǎn)力進(jìn)行了估算[2-7]；部分學(xué)者開展了基于遙感數(shù)據(jù)的內(nèi)蒙古草原NPP時(shí)空變化研究[8-14]，部分學(xué)者運(yùn)用NPP變化分析開展草原生產(chǎn)力及草原植被退化監(jiān)測[15-17]，并分析了草原區(qū)NPP變化與氣候因子之間的關(guān)系[18-24]。這些研究的空間尺度多為縣以上行政轄區(qū)范圍(如省級(jí)、市級(jí)或縣級(jí)等)[1]，僅少數(shù)研究者在礦區(qū)尺度開展了部分研究工作[25，26]。在露天煤礦開發(fā)對(duì)草地植被影響程度的環(huán)境影響評(píng)價(jià)中，鮮有采用該方法進(jìn)行定量化評(píng)價(jià)的案例。

本文以伊敏露天煤礦為例，通過對(duì)評(píng)價(jià)區(qū)1985—2018年間21期衛(wèi)星遙感數(shù)據(jù)進(jìn)行長時(shí)間系列的NPP計(jì)算，分析露天礦開發(fā)對(duì)周邊草地生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力的長期累積影響及排土場生態(tài)恢復(fù)重建效果，可為露天煤礦的生態(tài)影響定量化評(píng)價(jià)及露天礦生態(tài)重建與恢復(fù)提供參考和借鑒。

1 植被凈初級(jí)生產(chǎn)力計(jì)算方法

NPP測算方法主要包括站點(diǎn)觀測法、實(shí)驗(yàn)法和模型法，集成遙感數(shù)據(jù)的NPP估算模型歸納為四類，即：統(tǒng)計(jì)模型、光能利用率模型、過程模型和耦合模型[1]。光能利用率模型是目前在估算NPP 中應(yīng)用最廣遙感估算模型，目前使用較多的光能利用率模型有C-FIX模型、GLO-PEM模型、CASA模型等[4]。

資源平衡理論假定生態(tài)過程趨于調(diào)整植物特性以響應(yīng)環(huán)境條件，認(rèn)為植物的生長是資源可利用性的組合體，物種通過生態(tài)過程的排序和生理、生化、形態(tài)過程的植物馴化相結(jié)合應(yīng)趨向于使所有資源對(duì)植物生長有平等限制作用。在資源平衡的觀點(diǎn)成立的前提下，可利用植被所吸收的太陽輻射以及其他調(diào)控因子來估計(jì)植被凈第一性生產(chǎn)力。光合有效輻射(Photosynthetically Active Radiation，PAR)是植物光合作用的驅(qū)動(dòng)力，對(duì)這些光能的利用是植物維持生存的必要條件?？梢钥闯?，光合有效輻射是植物NPP的一個(gè)決定因子，光能利用率模型正是以植物吸收的光合有效輻射(APAR)為基礎(chǔ)的，由遙感光譜分解獲得對(duì)光合有效輻射吸收的植被組分，由遙感反演或氣候資料確定植被對(duì)到達(dá)地表的入射太陽輻射及光合有效輻射吸收效率。并通過能量轉(zhuǎn)換系數(shù)估算NPP。模型中還考慮溫度、土壤水分狀況，植物呼吸作用對(duì)植被同化的影響。

根據(jù)NPP與APAR和植物將所吸收的光合有效輻射轉(zhuǎn)化為有機(jī)物的關(guān)系構(gòu)建基于遙感衛(wèi)星數(shù)據(jù)的NPP估算模型，即NPP可以由APAR和光利用率ε兩個(gè)因子來表示，其估算公式為：

NPP(x，t)=APAR(x，t)×ε(x，t)

(1)

式中，t為時(shí)間；x為空間位置；(x，t)為像元在月份吸收的光合有效輻射，MJ/(m2·月)；ε(x，t)為像元x在t月份的實(shí)際光能利用率，g/MJ。

植被吸收的光合有效輻射取決于太陽總輻射和植物本身的特征，其估算方法如下：

APAR(x，t)=SOL(x，t)×FPAR(x，t)×0.5

(2)

式中，SOL(x，t)為t月在像元x處的太陽總輻射量，MJ/m2；FPAR(x，t)為植被層對(duì)入射光合有效輻射的吸收比例；常數(shù)0.5表示植被所能利用的太陽有效輻射(波長為0.38～0.71 μm)占太陽總輻射的比例。

2 露天礦開發(fā)對(duì)植被凈初級(jí)生產(chǎn)力NPP的影響

2.1 伊敏露天礦概況

伊敏露天礦位于伊敏礦區(qū)(河西區(qū))，伊敏礦區(qū)(河西區(qū))為國家發(fā)改委2006年公布的第二批煤炭國家規(guī)劃礦區(qū)，行政區(qū)劃上屬于內(nèi)蒙古自治區(qū)呼倫貝爾市鄂溫克旗伊敏河鎮(zhèn)管轄，位于大興安嶺西麓低山丘陵森林草原向呼倫貝爾高平原典型草原過渡地帶，主要為典型草原生態(tài)系統(tǒng)。

伊敏露天礦采場地表最終境界東西長8.15 km，南北寬2.63～4.52 km，面積30.35 km2；最大開采深度220 m。露天礦于1983年開工建設(shè)，至今已有近40年的開采歷史，生產(chǎn)規(guī)模發(fā)生了多次變化，1984—1997年為100萬t/a，2000—2006年達(dá)到500萬t/a，2008—2009年達(dá)到1100萬t/a，隨后在2010年達(dá)到2100萬t/a，2012年達(dá)到2200萬t/a，目前產(chǎn)能為22.0 Mt/a。伊敏露天礦采用降水孔超前疏干與集水溝、集水坑平行疏干的聯(lián)合疏干方式。疏干水量由1994年的約15萬m3/d降至目前的5～7萬m3/d，疏干水量逐漸減小。疏干水主要來源于第四系砂礫含水層及煤層含水層，主要為煤層含水層。采坑內(nèi)疏干水水位自1994年至目前共下降92.76 m，下降速度逐漸減慢。伊敏露天礦設(shè)了多個(gè)排土場，沿幫排土場、西外排土場、內(nèi)排土場、北外排土場的使用和生態(tài)恢復(fù)時(shí)間依次減少。

2.2 露天礦開發(fā)對(duì)草地生產(chǎn)力的影響

2.2.1 評(píng)價(jià)區(qū)歷年NPP變化

伊敏露天礦疏干水量較大，疏干影響范圍較大，考慮露天礦實(shí)際影響范圍、植被恢復(fù)和演替規(guī)律，確定研究范圍為采礦權(quán)范圍外擴(kuò)5 km，面積219.16 km2。本研究運(yùn)用“3S”技術(shù)，采用野外現(xiàn)場樣帶和樣方調(diào)查和遙感解譯相結(jié)合的方法開展工作，解譯使用的信息源為LANDSAT-5、LANDSAT-8及SPOT7遙感影像，空間分辨率分別為30、15、1.5 m，獲取影像數(shù)據(jù)為1985—2018年間有效數(shù)據(jù)21期。對(duì)21期遙感影像進(jìn)行處理，通過NPP估算模型計(jì)算出1985—2018年評(píng)價(jià)區(qū)、對(duì)地下水疏干影響范圍內(nèi)與影響范圍外的NPP進(jìn)行了計(jì)算，并分析其變化，結(jié)果見表1。評(píng)價(jià)區(qū)2018年NPP空間分布如圖1所示。評(píng)價(jià)區(qū)各個(gè)時(shí)期NPP變化如圖2所示。

圖1 伊敏一號(hào)露天礦2018年NPP空間分布

圖2 評(píng)價(jià)區(qū)各個(gè)時(shí)期NPP變化

表1 各時(shí)期NPP統(tǒng)計(jì)

2.2.2 各排土場NPP變化

對(duì)沿幫排土場、西外排土場、北外排土場和內(nèi)排土場1985—2018年有效數(shù)據(jù)年份內(nèi)的NPP及其變化進(jìn)行了分析，以評(píng)價(jià)區(qū)不受采煤影響范圍內(nèi)同年NPP平均值為基礎(chǔ)，分析排土場生態(tài)恢復(fù)效果，見表2，沿幫排土場、西外排土場、北外排土場和內(nèi)排土場各個(gè)時(shí)期NPP的變化如圖3—圖6所示。

圖3 沿幫排土場各時(shí)期NPP變化趨勢

圖4 西排土場各時(shí)期NPP變化趨勢

圖5 內(nèi)排土場各時(shí)期NPP變化趨勢

圖6 北外排土場各時(shí)期NPP變化趨勢

表2 各排土場不同時(shí)期NPP的變化統(tǒng)計(jì)

3 露天礦開發(fā)對(duì)草地植被NPP的影響

3.1 露天礦開發(fā)對(duì)周邊NPP的影響

露天礦開發(fā)對(duì)周邊NPP的影響與露天礦地下水疏干是密切相關(guān)的，地下水疏干影響范圍內(nèi)的NPP低于不受地下水疏干影響區(qū)的NPP，地下水疏干影響范圍內(nèi)NPP下降主要是由露天礦地下水疏干引起的，NPP較低的區(qū)域集中在采坑和排土場周圍。

以1985年未受開采影響區(qū)NPP作為背景值(162.79 gC/m2)，受露天礦開采影響區(qū)的NPP較未受影響區(qū)NPP有降低。露天礦開發(fā)在規(guī)模小時(shí)，對(duì)周邊草原生態(tài)系統(tǒng)的影響較小，以NPP衡量，對(duì)周邊草原生態(tài)系統(tǒng)的影響在10%以內(nèi)。隨著露天礦開采時(shí)間的延長和生產(chǎn)規(guī)模的增加(100萬t/a—500萬t/a—1100萬t/a—2100萬t/a—2200萬t/a，分別為5倍、11倍、21倍和22倍)，露天礦開發(fā)對(duì)周邊草地生態(tài)系統(tǒng)的不利影響有所增強(qiáng)，導(dǎo)致影響區(qū)NPP下降，但這種影響近20年來基本在30%左右。對(duì)伊敏露天礦而言，露天礦開發(fā)影響導(dǎo)致影響區(qū)NPP損失約10%～30%。

對(duì)比未受影響的區(qū)域，影響區(qū)內(nèi)NPP受降雨量的影響更大且同向變化。結(jié)合露天礦規(guī)模變化和生態(tài)恢復(fù)工作推進(jìn)情況分析，在生態(tài)恢復(fù)工作較穩(wěn)步推進(jìn)后，這種變化幅度減弱。這也說明了露天礦生態(tài)重建恢復(fù)工作的極端重要性。

NPP受氣候變化和人類活動(dòng)共同影響，但其中人類活動(dòng)強(qiáng)烈干擾的影響相對(duì)更大，但在采取有效的控制措施后，這種影響的程度可以減緩。因此，露天礦生態(tài)重建與恢復(fù)是一個(gè)長期過程，必須與露天開采活動(dòng)同步推進(jìn)，并長期堅(jiān)持，才可能使露天礦開采破壞的生態(tài)系統(tǒng)逐步恢復(fù)。

3.2 排土場NPP及植被恢復(fù)效果

沿幫排土場是最早排土、最早復(fù)墾的外排土場。由圖3可以看出，1985—2008年，沿幫排土場的植被生產(chǎn)力不斷波動(dòng)，但整體呈上升趨勢，生態(tài)恢復(fù)的第五年1989年達(dá)最高124.95 gC/m2，2001年最低為53.20 gC/m2。根據(jù)NPP變化趨勢劃分為三個(gè)階段。第一階段為復(fù)墾初期(管護(hù)期)3～5 a，1985—1989年，NPP由92.43 gC/m2上升至124.95 gC/m2。第二階段為1993—2007年，NPP不斷波動(dòng)。第三階段為2009—2018年，沿幫排土場植被生產(chǎn)力呈現(xiàn)遞增的趨勢，植被生產(chǎn)力最大已經(jīng)達(dá)到了146.47gC/m2，接近自然植被生產(chǎn)力水平?？梢?，沿幫排土場目前生態(tài)系統(tǒng)已經(jīng)基本達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)，外排土場的植被演替達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)的時(shí)間需要20 a以上。

西外排土場1993年開始使用，1993—2007年，西外排土場的植被生產(chǎn)力也不斷波動(dòng)，總體呈現(xiàn)下降趨勢，由最高的148.42 gC/m2下降為56.62 gC/m2；而2008—2013年，西外排土場的植被生產(chǎn)力逐漸提高，特別是2013年，因降水量大，NPP達(dá)到了146.41 gC/m2；而后來建設(shè)光伏發(fā)電站對(duì)西外排土場植被的影響，植被生產(chǎn)力又呈明顯的下降趨勢，2013—2018年，西外排土場植被生產(chǎn)力又下降到周邊未受影響區(qū)自然植被生產(chǎn)力的60%～70%。外排土場植被演替過程中應(yīng)該加強(qiáng)管護(hù)，減少人為干擾，否則對(duì)植被生長不利，植被生產(chǎn)力提升較慢。

北外排土場2015年開始排土，目前已經(jīng)完成排土，并完成部分邊坡生態(tài)恢復(fù)，2016—2018年的NPP變化明顯升高，從北外排土場及西外排土場的經(jīng)驗(yàn)看，這主要是由于生態(tài)恢復(fù)期間前3～5 a管護(hù)較好，灌溉設(shè)施完善，有利于植被生長。

從各排土場歷年NPP計(jì)算的平均值看，沿幫排土場、西外排土場、內(nèi)排土場、北外排土場分別為100.8，100，76.5，66.8 gC/m2，各排土場NPP隨恢復(fù)時(shí)間增加NPP也增加?；謴?fù)較早、恢復(fù)時(shí)間較長的沿幫排土場、西外排土場NPP較高，恢復(fù)時(shí)間短的內(nèi)排土場、北外排土場NPP明顯偏低。隨著恢復(fù)時(shí)間的增加，排土場植被不斷向自然植被演替，NPP也不斷增加并趨于穩(wěn)定，以沿幫排土場為例，穩(wěn)定后的外排土場NPP已達(dá)到1985年背景值162.79 gC/m2的80%左右，達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的90%左右。從平均值看，恢復(fù)時(shí)間較長的沿幫排土場、西外排土場歷年NPP均值達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的70%以上，但恢復(fù)時(shí)間較短的內(nèi)排土場、北外排土場NPP均值僅達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的50%左右。

4 結(jié) 論

露天礦開發(fā)對(duì)周邊NPP的影響與露天礦地下水疏干是密切相關(guān)的，對(duì)伊敏露天礦而言，露天礦開發(fā)影響導(dǎo)致影響區(qū)NPP損失約10%～30%。排土場人工生態(tài)重建與恢復(fù)是露天礦生態(tài)恢復(fù)的關(guān)鍵，在人工生態(tài)重建后，排土場生態(tài)系統(tǒng)可逐步向周邊自然植被演替。從生產(chǎn)力時(shí)間分布方面看，隨著恢復(fù)時(shí)間的增加，排土場植被不斷向自然植被演替，NPP也不斷增加并趨于穩(wěn)定?；謴?fù)時(shí)間較長的沿幫排土場、西外排土場2018年NPP已達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的90%左右，植被生產(chǎn)力接近自然植被生產(chǎn)力水平。從平均值看，恢復(fù)時(shí)間較長的沿幫排土場、西外排土場歷年NPP均值達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的70%以上，但恢復(fù)時(shí)間較短的內(nèi)排土場、北外排土場NPP均值僅達(dá)到未受影響區(qū)歷年NPP均值141.7 gC/m2的50%左右。從生產(chǎn)力空間分布方面看，恢復(fù)區(qū)植被生產(chǎn)力整體上仍低于周邊未受影響區(qū)植被生產(chǎn)力。本研究對(duì)草原區(qū)露天礦開發(fā)對(duì)草地植被影響程度定量化評(píng)價(jià)進(jìn)行了探索，可為露天煤礦的生態(tài)影響定量化評(píng)價(jià)及露天礦生態(tài)重建與恢復(fù)提供參考和借鑒。