李 全 生

(1.煤炭開采水資源保護(hù)與利用國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100011; 2.國(guó)家能源投資集團(tuán)有限責(zé)任公司，北京 100011)

東部草原區(qū)煤電基地地處北方防沙帶內(nèi)的內(nèi)蒙古東部，位于國(guó)家“兩屏三帶”生態(tài)格局的北部區(qū)域，在國(guó)家生態(tài)安全戰(zhàn)略格局中具有重要作用，是“東北森林屏障帶”和“北方防沙帶”的主要組成部分，也是北方地區(qū)的“水塔”和“林網(wǎng)”，以及三北地區(qū)乃至全國(guó)的“擋沙墻”和“碳匯庫(kù)”。但該區(qū)屬半干旱、酷寒氣候，生態(tài)環(huán)境脆弱，同時(shí)該區(qū)是我國(guó)東北部重要的煤炭生產(chǎn)和電力供應(yīng)基地，煤炭產(chǎn)能超過4億t，占東北區(qū)產(chǎn)能57%，電力裝機(jī)約2 000萬kW，占東北煤電供應(yīng)的1/3左右。近年來，隨著資源開采、畜牧業(yè)迅猛發(fā)展和城市擴(kuò)張，導(dǎo)致草地面積和質(zhì)量下降、植被破壞、水土流失和地下水位下降，嚴(yán)重影響了東部草原區(qū)東部能源保障和生態(tài)屏障功能的發(fā)揮，是我國(guó)生態(tài)文明建設(shè)的重大科技與工程技術(shù)難題[1-3]。

2016年國(guó)家科技體制改革以來，國(guó)家在“十三五”重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目總體布局中，首批啟動(dòng)了“典型脆弱生態(tài)修復(fù)與保護(hù)研究”重點(diǎn)專項(xiàng)，設(shè)立了“東部草原區(qū)大型煤電基地生態(tài)修復(fù)與綜合整治技術(shù)及示范”重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目。項(xiàng)目執(zhí)行期2016—2020年，針對(duì)東部草原區(qū)煤電基地生態(tài)修復(fù)重大科技需求，研究大型煤電基地長(zhǎng)期高強(qiáng)度開采驅(qū)動(dòng)下的生態(tài)累積效應(yīng)，評(píng)估其對(duì)區(qū)域生態(tài)安全的影響閾值，研發(fā)礦區(qū)土地整治、植被恢復(fù)、土壤重構(gòu)和景觀生態(tài)恢復(fù)等關(guān)鍵生態(tài)恢復(fù)技術(shù)，集成以保障國(guó)家能源安全和區(qū)域生態(tài)安全為目標(biāo)的大型煤電基地開發(fā)綜合技術(shù)體系和區(qū)域生態(tài)調(diào)控模式。

1 研究理念和思路

東部草原區(qū)煤電基地生態(tài)保護(hù)的對(duì)象由水、土和植被等3類生態(tài)要素組成，空間范圍涵蓋采動(dòng)范圍和影響波及區(qū)域。筆者提出的采礦源頭主動(dòng)減損理念，涵蓋采前、采中、采后和閉坑的采礦全生命周期，是以煤炭開采生態(tài)環(huán)境損傷最小化為目標(biāo)，以最大程度地保護(hù)利用水資源和土壤持墑能力為核心，采取煤炭開采工藝參數(shù)優(yōu)化、時(shí)空布局協(xié)調(diào)優(yōu)化、土壤重構(gòu)、水土保持、植被優(yōu)選等措施，實(shí)現(xiàn)水、土、植被指標(biāo)達(dá)到或優(yōu)于采前生態(tài)本底值。如圖1所示。

研究團(tuán)隊(duì)以東部草原區(qū)呼倫貝爾、錫林浩特兩處煤電基地為研究對(duì)象，重點(diǎn)研究了東部草原區(qū)大型煤電基地長(zhǎng)期高強(qiáng)度開發(fā)對(duì)草原生態(tài)(水、土壤、植被)的影響機(jī)理及累積效應(yīng);開發(fā)了服務(wù)露天煤礦生態(tài)減損的采排復(fù)一體化技術(shù)、露天煤礦地下水庫(kù)保水技術(shù)、仿自然微地貌綜合整治技術(shù)、表土稀缺區(qū)復(fù)墾土壤剖面優(yōu)化技術(shù)、草原區(qū)土壤提質(zhì)增容有機(jī)改良技術(shù)、退化草原生物綜合修復(fù)技術(shù)、農(nóng)牧礦生態(tài)交錯(cuò)帶生境保護(hù)與修復(fù)技術(shù)、典型景觀生態(tài)功能提升關(guān)鍵技術(shù)及井工礦采動(dòng)裂隙人工引導(dǎo)自修復(fù)的含水層保護(hù)技術(shù)等[1]。

2 煤電基地生態(tài)影響程度分析

2.1 煤炭開采對(duì)地下水的影響邊界和程度

采集了近10 a來的區(qū)域水文觀測(cè)數(shù)據(jù)，構(gòu)建了呼倫貝爾寶日希勒露天礦區(qū)地下水流場(chǎng)仿真模型，如圖2所示。

圖2 呼倫貝爾寶日希勒露天礦區(qū)地下水流場(chǎng)仿真Fig.2 Simulation of groundwater flow field in Baorixile Open Pit Mine of Hulunbeir

模擬結(jié)果表明:2005年露天礦中心區(qū)域水位下降5～50 m;2010年中心區(qū)域水位下降10～100 m;2016年地下水漏斗區(qū)域穩(wěn)定，平均水位降深15 m左右;結(jié)合近50個(gè)鉆孔10余年的水位實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)分析，得出該礦區(qū)煤炭開采地下水下降的最大影響半徑不超過8 km。

呼倫貝爾地區(qū)寶日希勒礦區(qū)水文研究表明，地下水流向基本與地形保持一致，地下水總體上由東北向西南徑流;研究了礦區(qū)降水—土壤水—地下水的轉(zhuǎn)化關(guān)系，排土場(chǎng)50 cm以上土壤含水率隨土壤深度呈升高趨勢(shì)，50 cm以下土壤結(jié)構(gòu)發(fā)生改變，含水率急劇減小并保持穩(wěn)定，表明寶日希勒露天礦排土場(chǎng)土層結(jié)構(gòu)對(duì)50 cm以上的含水率分布具有促進(jìn)作用。

北電勝利礦區(qū)近10 a水文觀測(cè)數(shù)據(jù)表明，礦區(qū)地下水流場(chǎng)方向由西南流向東北，第四系潛水水位隨煤炭開采呈下降—谷底平穩(wěn)—抬升的變化趨勢(shì)。地下水位經(jīng)過2～4 a恢復(fù)期，水位呈逐漸抬升的變化趨勢(shì);近7 a觀測(cè)數(shù)據(jù)表明，第四系潛水水位標(biāo)高呈逐年抬升趨勢(shì)，水位抬升范圍在0.90～7.96 m，最大抬升量為7.96 m，水位平均抬升3.95 m;近1 a觀測(cè)數(shù)據(jù)表明，第四系潛水水位呈現(xiàn)東邊抬升，西邊下降的趨勢(shì)，最大抬升量達(dá)到2.99 m，最大下降量達(dá)到5.12 m，水位下降初步判斷主要受推進(jìn)工作面疏排水影響，內(nèi)排土場(chǎng)含水層的水位呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，表明排土場(chǎng)地下水具有可恢復(fù)性。

第四系潛水水位與大氣降水的相關(guān)性研究表明，大氣降水是地下水補(bǔ)給的重要因素，且大氣降水垂直入滲補(bǔ)給具有一定的滯后性，滯后周期約3個(gè)月。

2.2 煤炭開采對(duì)土壤的影響規(guī)律

提出了基于多尺度特征和主動(dòng)學(xué)習(xí)的礦區(qū)遙感影像變化監(jiān)測(cè)方法，影像識(shí)別總體精度提高了15%左右。應(yīng)用該方法獲得了寶日希勒礦區(qū)及周邊2012年和2017年土地利用變化特征和土地?fù)p毀特征，挖損土地面積5.088 km2，壓占土地8.702 km2，挖損高差達(dá)200 m，排土場(chǎng)區(qū)域高差達(dá)100 m，排土場(chǎng)邊坡最大坡度達(dá)36°，如圖3所示。

圖3 呼倫貝爾寶日希勒露天礦區(qū)遙感影像對(duì)比Fig.3 Remote sensing image comparison in Baorixile Open Pit Mine of Hulunbeir

錫林浩特勝利礦區(qū)土壤養(yǎng)分分析測(cè)試表明，土壤有機(jī)質(zhì)、全氮含量:未損毀地>北排土場(chǎng)>南排土場(chǎng);有效磷和速效鉀的含量:北排土場(chǎng)>未損毀地>南排土場(chǎng);典型場(chǎng)地污染識(shí)別與分析表明，寶日希勒礦、敏東一礦場(chǎng)地監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)初步判斷，土壤重金屬含量低于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，全氮、全磷、全鉀、有機(jī)質(zhì)含量較高，表明東部草原露天煤礦排土場(chǎng)與采煤沉陷區(qū)基本不存在場(chǎng)地污染。

呼倫貝爾寶日希勒露天礦區(qū)距礦坑300,600,900 m實(shí)地采樣研究表明，露天開采及放牧降低了土壤中細(xì)菌、真菌和放線菌數(shù)量，蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶的活性降低，土壤含水量、全氮含量減少，土壤銨態(tài)氮和速效磷含量提高，但露天采煤并未改變土壤微生物數(shù)量和酶活性的垂直變化特征;露天開采及放牧擾動(dòng)隨時(shí)間延長(zhǎng)，對(duì)放線菌、蔗糖酶、脲酶、磷酸酶和過氧化氫酶、含水量、銨態(tài)氮、速效磷和全氮的影響程度增加，而對(duì)細(xì)菌和真菌的影響程度減弱。因此，土壤中生物活性物質(zhì)對(duì)露天開采干擾具有一定的自我修復(fù)能力;露天開采及放牧干擾效應(yīng)和土壤生物活性物質(zhì)的修復(fù)效應(yīng)均隨干擾強(qiáng)度梯度的降低而減弱;隨著干擾時(shí)間的延長(zhǎng)，得出土壤中的生物活性物質(zhì)垂直恢復(fù)效應(yīng)會(huì)隨著時(shí)間而變化，且不同生物活性物質(zhì)的恢復(fù)進(jìn)程不盡相同[4-6]。

2.3 煤炭開采對(duì)植被的影響規(guī)律

采用RESTREND算法，分析1980—2016年錫林浩特和呼倫貝爾區(qū)域植被綠度變化趨勢(shì)，結(jié)果表明:錫林郭勒盟植被變綠(NDVI增加)區(qū)域集中在西北部和西南部，而東北部區(qū)域植被退化(NDVI降低)，呼倫貝爾西部和東南部為退化區(qū)，中部和北部為變綠區(qū)。采用去除氣候因素影響的TSS-RESTREND算法，分析1980—2016年錫林浩特和呼倫貝爾區(qū)域植被綠度變化趨勢(shì)，結(jié)果表明:錫林郭勒盟植被空間分布總體趨勢(shì)基本一致，呼倫貝爾植被退化區(qū)主要分布在中部和東南部，植被變綠區(qū)域集中在中部。包含和去除氣候因素影響分析表明，氣候因子對(duì)區(qū)域總體植被綠度變化影響顯著，植被綠度與區(qū)域降水關(guān)系更為密切，局部植被覆蓋極顯著減少的區(qū)域，與人類活動(dòng)、土壤種類、地貌特征等非氣候因素有關(guān)。分析了1981—2016年的東部草原區(qū)24個(gè)典型礦區(qū)及其10,20及50 km緩沖區(qū)的植被生長(zhǎng)季最大NDVI值變化關(guān)系，如圖4所示。研究表明，礦區(qū)綠度向漸進(jìn)恢復(fù)(但未達(dá)到開采擾動(dòng)前狀態(tài))的方向發(fā)展[7-10]。

圖4 呼倫貝爾寶日希勒露天礦區(qū)植被覆蓋率變化Fig.4 Vegetation coverage change in Baorixile Open Pit Mine of Hulunbeir

2.4 景觀與區(qū)域生態(tài)安全評(píng)價(jià)方法

基于COSTANZA等的VOR模型、任繼周的CVOR模型及彭建的VORE模型，采用綜合指標(biāo)體系法，構(gòu)建了適用于半干旱草原區(qū)大型露天煤電基地的CVORE模型，包括5個(gè)子系統(tǒng):基況、活力、組織力、恢復(fù)力及生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能，提出了非常健康、健康、亞健康、不健康和病態(tài)5個(gè)景觀級(jí)別。

(1)

式中，C為基況;V為活力;O為組織力;R為恢復(fù)力;E為服務(wù)功能。

根據(jù)區(qū)域能源系統(tǒng)、生物系統(tǒng)與環(huán)境系統(tǒng)特征，構(gòu)建了基于DPSIR的區(qū)域生態(tài)承載力評(píng)價(jià)體系，分別為準(zhǔn)則層、因素層和指標(biāo)層;準(zhǔn)則層分為驅(qū)動(dòng)力指標(biāo)(D)、壓力指標(biāo)(P)、狀態(tài)指標(biāo)(S)、影響指標(biāo)(生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)I1和人類福祉I2)、響應(yīng)指標(biāo)(R)，選取了29個(gè)生態(tài)承載力指標(biāo);提出并定義了煤電區(qū)域生態(tài)承載力綜合指數(shù)(Ecological Carrying Capacity，簡(jiǎn)稱ECC)。

ECC=ECCD+ECCP+ECCS+ECCI+ECCR

(2)

應(yīng)用上述模型，分析了近年來呼倫貝爾和錫林浩特兩區(qū)域的生態(tài)承載綜合指數(shù)變化，如圖5所示?？梢钥闯觯瑑蓞^(qū)域生態(tài)承載力指數(shù)呈先下降后上升趨勢(shì)，與“十一五”和“十二五”2個(gè)五年規(guī)劃呈現(xiàn)出的規(guī)律相似，出現(xiàn)這種周期性現(xiàn)象可能與周期間的工業(yè)產(chǎn)業(yè)發(fā)展活動(dòng)相關(guān)。總體來看，生態(tài)承載力呈好轉(zhuǎn)態(tài)勢(shì)。

3 生態(tài)修復(fù)關(guān)鍵技術(shù)研發(fā)

3.1 生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)

基于生態(tài)環(huán)境保護(hù)與修復(fù)的目標(biāo)，從露天開采工藝選擇、設(shè)備選型、邊坡角度、開采參數(shù)、開采程序、開拓運(yùn)輸系統(tǒng)、總平面布置、產(chǎn)業(yè)鏈銜接等方面開展集成優(yōu)化研究，構(gòu)建了生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)體系，如圖6所示。

基于寶日希勒露天煤礦外圍剝離為主的生產(chǎn)組織方式和季節(jié)性顯著的作業(yè)方式，優(yōu)化了以逐臺(tái)階剝采為主的工作幫開采程序(圖7)和年度露煤時(shí)間(圖8)，提出了多煤層差異露煤的工作幫開采程序，在保證露天礦采場(chǎng)儲(chǔ)備煤量的前提下顯著縮短了排土場(chǎng)與采場(chǎng)的追蹤距離(表1)，縮短剝離物內(nèi)排運(yùn)距150 m，節(jié)約運(yùn)輸費(fèi)用2 000萬元/a，同時(shí)為排土場(chǎng)生態(tài)修復(fù)多創(chuàng)造場(chǎng)地近0.467 km2。

圖5 呼倫貝爾市和錫林郭勒盟2005—2015年區(qū)域生態(tài)承載 力指數(shù)變化Fig.5 Regional ecological carrying capacity index movement between 2005 and 2015 of Hulunbeir and Xilingol

圖6 生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)體系Fig.6 Mining-dumping-reclaiming technology system based on ecological damage reduction

圖7 季節(jié)性剝離條件下逐臺(tái)階工作幫開采程序Fig.7 Working slop mining procedure under seasonal casting condition

圖8 多煤層差異露煤露天礦工作幫開采程序Fig.8 Working slop mining procedure of multi coal seam

表1 3號(hào)煤層增加露煤次數(shù)效果
Table 1 Effect of No.3 coal seam exposed coal times

參量方案3號(hào)煤層1次露煤3號(hào)煤層2次露煤效果12號(hào)煤儲(chǔ)備煤長(zhǎng)度/m275275無變化12號(hào)煤儲(chǔ)備煤量/Mt18.3018.3012號(hào)煤底板平盤寬度/m180130-503號(hào)煤儲(chǔ)備煤量長(zhǎng)度/m275120-1553號(hào)煤儲(chǔ)備煤量/Mt4.62.0-2.6總儲(chǔ)備煤量/Mt22.920.0-2.9端幫平均運(yùn)距/m1 6001 450-150

在工作幫開采程序優(yōu)化的基礎(chǔ)上，以資源賦存條件和露天礦生產(chǎn)能力需求為約束優(yōu)化露天開采設(shè)備選型，將露天礦主要運(yùn)輸設(shè)備由額定載重16 t公路型卡車改為額定載重60 t的寬體車，減少排土工作線長(zhǎng)度需求36%，提高了排土工作面的集中度和內(nèi)排土場(chǎng)工作幫坡角，為生態(tài)修復(fù)盡快創(chuàng)造空間條件。同時(shí)，研發(fā)了煤電基地剝采排物料時(shí)空調(diào)配技術(shù)，在滿足生態(tài)修復(fù)關(guān)鍵物料排棄層位需求的前提下，優(yōu)化剝離物的排棄位置和運(yùn)輸路徑，加速內(nèi)排跟進(jìn)和臺(tái)階到界，縮短露天開采區(qū)的生態(tài)系統(tǒng)破壞-修復(fù)周期。通過生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)應(yīng)用，近3 a寶日希勒露天煤礦采場(chǎng)占地面積減少約1.813 3 km2。

基于露天礦開采時(shí)效邊坡理論，構(gòu)建了軟巖邊坡平面和圓弧兩種失穩(wěn)模式的時(shí)效穩(wěn)定性評(píng)價(jià)模型[11-12]。邊坡內(nèi)有確定滑面及垂直裂面時(shí)，其穩(wěn)定系數(shù)計(jì)算公式為

(3)

式中，A0為軟弱層瞬時(shí)剪切模量，MPa;L為滑面長(zhǎng)度，m;W為滑體重力，kN;β為滑面與水平的夾角，(°);U為滑面上水壓力，kN;V為垂直裂隙上的水壓力;δ，a為試驗(yàn)常數(shù);γ為剪切應(yīng)變，%;γs為軟弱巖層的蠕變存在的破壞應(yīng)變，%;H為抗拉強(qiáng)度，MPa;t為剪切歷時(shí)，d。

邊坡內(nèi)有確定滑面無垂直裂面時(shí)，邊坡穩(wěn)定系數(shù)計(jì)算公式為

(4)

對(duì)于平面滑動(dòng)，軟巖邊坡穩(wěn)定系數(shù)Fs為關(guān)于時(shí)間t的負(fù)指數(shù)函數(shù)，即隨著t的增大，F(xiàn)s逐漸減小，且減小的速率逐漸變慢。

基于Fellenius條分法改進(jìn)的圓弧滑坡時(shí)效穩(wěn)定系數(shù)計(jì)算公式為

(5)

基于Bishop法改進(jìn)的圓弧滑坡時(shí)效穩(wěn)定系數(shù)計(jì)算公式為

(6)

式中，E,T為條塊垂直界面上的水平反力和剪切反力。

從圓弧滑動(dòng)的時(shí)效穩(wěn)定性計(jì)算公式可以看出，其穩(wěn)定性變化規(guī)律取決于黏聚力和內(nèi)摩擦角2個(gè)力學(xué)參數(shù)的時(shí)效強(qiáng)度，揭示了漸進(jìn)破壞過程中的時(shí)效穩(wěn)定性分析原理，建立了滑體發(fā)育過程的時(shí)效穩(wěn)定系數(shù)迭代計(jì)算模型，揭示了平面和折面滑坡在漸進(jìn)破壞過程中的時(shí)效穩(wěn)定性變化規(guī)律;隨著露天開挖深度的不斷加大，端幫邊坡穩(wěn)定系數(shù)呈負(fù)指數(shù)規(guī)律下降。

3.2 水資源一體化保護(hù)技術(shù)

區(qū)域煤炭開采主要存在兩種模式:一是煤層埋深相對(duì)較淺的露天開采模式(埋深一般小于100 m，如寶日希勒露天煤礦);二是煤層埋深相對(duì)偏深的井工開采模式(埋深一般大于200 m，如敏東一礦);煤炭開采模式的不同必然引起地下水失水類型及其水資源保護(hù)途徑的不同[13-15]。為此，分別針對(duì)露天和井工開采模式研究形成了相應(yīng)的水資源一體化保護(hù)技術(shù)。

對(duì)于露天開采模式，由于地層的剝離導(dǎo)致地下含水層被直接切斷，地下水被大量疏排至礦坑內(nèi);傳統(tǒng)做法是將疏排水轉(zhuǎn)移至蓄水池等構(gòu)筑物專門儲(chǔ)存，并供生產(chǎn)和綠化復(fù)用，從一定程度上實(shí)現(xiàn)了礦井水資源的儲(chǔ)存與利用，但其實(shí)際人為疏放了地下水，不僅會(huì)導(dǎo)致區(qū)域地下水位大幅下降，也會(huì)因較強(qiáng)的蒸發(fā)強(qiáng)度造成蓄水流失?；诖耍芯刻岢隽寺短斓V內(nèi)排區(qū)近地表含水層-地面水庫(kù)-地下水庫(kù)的立體儲(chǔ)水方法，如圖9所示。即，充分利用采、排、復(fù)一體化作業(yè)流程，在內(nèi)排土場(chǎng)對(duì)應(yīng)地面和地下分別構(gòu)建不同介質(zhì)類型的儲(chǔ)水空間;坑底鋪設(shè)人造礫石或儲(chǔ)水管涵構(gòu)建地下水庫(kù)，近地表排復(fù)剝離的大粒徑地層土/石料重構(gòu)含水層，地表塑形與碾壓筑壩，構(gòu)建小型水庫(kù)或蓄水池;合理解決了礦井生產(chǎn)用水與生態(tài)保水需求。

圖9 基于生態(tài)保護(hù)的露天礦地面—地下聯(lián)合立體儲(chǔ)水模式Fig.9 Surface-underground water storage model of open-pit mine based on ecological protection

3.3 土壤重構(gòu)與植被恢復(fù)技術(shù)

3.3.1煤電基地土壤重構(gòu)技術(shù)

開展了露天礦內(nèi)排場(chǎng)原位試驗(yàn)和實(shí)驗(yàn)室壓實(shí)固結(jié)試驗(yàn)，利用CT圖像構(gòu)建二維模型反映真實(shí)的一般試樣的三相分布，建立塊石分布一致且具有一定空隙率的數(shù)值模型，實(shí)現(xiàn)基于圖像的滲流數(shù)值仿真，揭示了內(nèi)排土場(chǎng)松散物料在不同壓力-含水率下物理力學(xué)性質(zhì)隨時(shí)間的變化規(guī)律，重塑巖體滲水性變異對(duì)地下水恢復(fù)的影響規(guī)律，如圖10～13所示。

圖10 土巖混合體密度與固結(jié)壓力關(guān)系Fig.10 Relationship between density of soil-rock mixture and consolidation pressure

圖11 不同含石量的應(yīng)力-應(yīng)變關(guān)系曲線Fig.11 Stress-strain relationship curves with different rock contents

圖12 壓實(shí)對(duì)土壤滲透特性的影響(累計(jì)入滲量和不同深度 體積含水量)Fig.12 Soil permeability effect of vary compaction (accumulated infiltration and volume water content at different depths)

數(shù)值模擬表明，在圍壓不低于300 kPa時(shí)，重塑樣在三軸剪切試驗(yàn)過程中表現(xiàn)為剪縮性，在單軸壓縮試驗(yàn)下表現(xiàn)為剪脹性;相同圍壓下，重塑樣的峰值強(qiáng)度隨含石量的升高而增加，且隨著軸向應(yīng)變的增加，高含石量試樣的曲線會(huì)較快的從線性變形特征轉(zhuǎn)變?yōu)樗苄宰冃翁卣鳌?/p>

針對(duì)表土稀缺難題，開展了不同土壤配比試驗(yàn)研究。研究表明，1∶1的黏土和沙土配比下，植物的生物量最高，水分蒸發(fā)速率與表土最為相似，可作為表土代替品;沙土與黃土質(zhì)量比為3∶1，且同時(shí)接種AM真菌條件下，可以有效改善黃土基質(zhì)不適宜植物生長(zhǎng)這一缺陷，為露天礦區(qū)排土場(chǎng)黏土改良提供了新途徑;砂煤混合基質(zhì)能提高土壤基質(zhì)的肥力和穩(wěn)定性，并能提高土壤水分與有效養(yǎng)分。表土替代材料試驗(yàn)表明，表土∶黃土∶亞黏土質(zhì)量比為2∶2∶1時(shí)，試驗(yàn)組紫花苜蓿出苗率、株高及生物量均較高;勝利礦區(qū)表土替代材料室內(nèi)實(shí)驗(yàn)得到，最優(yōu)組合為蛭石∶秸稈∶硝基腐殖比例為49.5∶50∶0.5。

圖13 排土場(chǎng)土石混合體Comsol滲流模擬Fig.13 Comsol seepage simulation of soil-rock mixture in waste-dump

3.3.2煤電基地植被修復(fù)技術(shù)

經(jīng)過實(shí)驗(yàn)室試驗(yàn)和現(xiàn)場(chǎng)觀測(cè)研究，篩選出優(yōu)勢(shì)、耐寒旱的防風(fēng)固沙植物21種(灌木7種、草本14種)和微生物12株(解磷細(xì)菌5株、解鉀細(xì)菌2株、叢枝菌根真菌5株)，研發(fā)了AM菌劑培養(yǎng)材料(沙土∶蛭石∶珍珠巖∶風(fēng)化煤1∶1∶1∶1)與保育方法;提出了土壤提質(zhì)增容有機(jī)生物改良技術(shù);開展了6種土壤基質(zhì)進(jìn)行提質(zhì)增容實(shí)驗(yàn)和微生物改良實(shí)驗(yàn)，通過6種土壤基質(zhì)(表土;黏土;沙土;黏土∶沙土1∶1;黏土∶沙土1∶2;黏土∶沙土1∶3)試驗(yàn)比較，研究發(fā)現(xiàn)黏土∶沙土1∶1配比土壤提質(zhì)增容效果最好，接菌F.m+黏土∶沙土1∶1對(duì)植株生長(zhǎng)效應(yīng)最好，通過吸附熱力學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，黏土及黏土沙土混合基質(zhì)都能較好的擬合等溫吸附線，其中，黏土∶沙土1∶1在3種混合基質(zhì)中固定磷元素最多;通過解吸率和解吸量的等溫解吸曲線發(fā)現(xiàn)，黏土∶沙土1∶1混合具有最接近表土的解吸率，同時(shí)解吸量最大;黏土和沙土1∶1，如圖14所示。此混合基質(zhì)可作為表土替代材料，能夠有效緩解神寶礦區(qū)表土稀缺的問題[16-18]。

圖14 6種土壤基質(zhì)提質(zhì)增容試驗(yàn)結(jié)果對(duì)比Fig.14 Comparison of the results of six kinds of soil substrate extraction and compatibilization test

開展了多組基于生物炭的重構(gòu)土壤改良室內(nèi)試驗(yàn)，試驗(yàn)結(jié)果表明:采用H2方案(表土20%，巖土剝離物60%，煤矸石10%，粉煤灰10%)，在施用500 ℃的生物炭每盆24 g的條件下，苜蓿生長(zhǎng)最優(yōu)，見表2。

3.4 煤電基地仿自然地貌景觀修復(fù)技術(shù)

通過草原煤電基地景觀生態(tài)格局整體優(yōu)化與排土場(chǎng)關(guān)鍵景觀組分建設(shè)，緩解草原煤電基地景觀破碎、生態(tài)結(jié)構(gòu)缺損與功能失調(diào)等景觀生態(tài)環(huán)境問題。

表2 多組基于生物炭的重構(gòu)土壤改良室內(nèi)試驗(yàn)結(jié)果對(duì)比
Table 2 Comparison of test results of reconstructedsoil improvement based on biological carbonmm

方案葉長(zhǎng)葉寬高度H2-300-69.788.2257.2H2-300-1210.008.7863.8H2-300-24000H2-400-611.6710.2263.1H2-400-1210.338.3357.1H2-400-249.448.0061.9H2-500-69.678.4457.1H2-500-1210.448.8968.7H2-500-2411.8910.0078.3

基于形態(tài)學(xué)空間格局分析，研究?jī)?yōu)化得出農(nóng)牧礦交錯(cuò)帶景觀連通度距離閾值為1 100～1 400 m;基于最小累計(jì)阻力面模型，選取景觀類型、植被覆蓋度、坡度、建筑用地和露天采坑等4種影響因素構(gòu)建阻力面，優(yōu)化煤電基地景觀生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，通過多個(gè)排土場(chǎng)綠化建設(shè)與現(xiàn)存防風(fēng)林連點(diǎn)補(bǔ)缺，增加生態(tài)源地斑塊8個(gè)，生態(tài)廊道20條，以達(dá)到連通源地、阻隔粉塵、促進(jìn)物種擴(kuò)散，提升景觀功能的目的[19-20]，如圖15所示。

基于草原地貌、水土流失特征和大型排土場(chǎng)場(chǎng)區(qū)局限，研究提出兩種邊坡整形模式，一是斜坡式整形:將排土場(chǎng)終了臺(tái)階邊坡由33°削為11°左右，設(shè)置擋水墻，截、排水溝;二是波浪式整形:將排土場(chǎng)終了臺(tái)階邊坡由33°削為11°左右，平臺(tái)外邊緣增加反坡(3°～5°)、反坡內(nèi)側(cè)增設(shè)寬淺溝，如圖16所示。

圖15 錫林浩特礦區(qū)綠色基礎(chǔ)設(shè)施景觀生態(tài)網(wǎng)絡(luò)構(gòu)建Fig.15 Construction of green infrastructure landscape ecological network in Xilinhot mining area

圖16 排土場(chǎng)邊坡整形前后對(duì)比Fig.16 Comparison of slope shaping in dump yard

通過時(shí)序SAR數(shù)據(jù)高精度實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)和基于混沌理論和二階Volterra自適應(yīng)濾波的預(yù)測(cè)模型，監(jiān)測(cè)內(nèi)排土場(chǎng)沉降，分析沉降規(guī)律以及下沉系數(shù)，應(yīng)用于重塑地貌的土方量估算，為工程設(shè)計(jì)提供依據(jù);對(duì)比參照區(qū)，通過對(duì)區(qū)域氣候、土壤、植被和巖性等數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，為仿地貌重塑參數(shù)設(shè)計(jì)提供數(shù)據(jù)支撐;采用全站儀與低空無人機(jī)獲取勝利礦區(qū)自然邊坡中緩坡部分DEM數(shù)據(jù)，統(tǒng)計(jì)得到自然緩坡部分的地形特征參數(shù)，針對(duì)內(nèi)排土場(chǎng)與自然區(qū)的銜接區(qū)地形突變，提出了可有效控制重塑地貌穩(wěn)定性，并與周邊自然地形景觀相協(xié)調(diào)的內(nèi)排土場(chǎng)全生命周期仿自然地貌重塑技術(shù)[21]。

4 技術(shù)集成示范與區(qū)域調(diào)控模式

4.1 煤電基地區(qū)域關(guān)鍵技術(shù)集成示范

采用系統(tǒng)分析方法，以兩處示范工程基地生態(tài)修復(fù)技術(shù)需求為導(dǎo)向，集成示范項(xiàng)目研發(fā)的15項(xiàng)關(guān)鍵技術(shù)，完成了寶日希勒礦區(qū)、北電勝利礦區(qū)示范工程區(qū)域劃分，編制了示范工程設(shè)計(jì)報(bào)告。其中寶日希勒示范區(qū)面積4.667 km2，采用的技術(shù)包括生態(tài)減損型采排復(fù)一體化、水土保持、植被修復(fù)和近自然地貌重塑等。在寶日希勒礦區(qū)開展復(fù)墾綠化技術(shù)試驗(yàn)驗(yàn)證面積0.64 km2，其中生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)試驗(yàn)0.18 km2、土地整治與重構(gòu)技術(shù)試驗(yàn)0.133 km2、植被恢復(fù)技術(shù)試驗(yàn)0.187 km2、景觀功能提升技術(shù)示范0.14 km2。勝利礦區(qū)示范區(qū)面積5.333 km2，采用的技術(shù)包括采-排-復(fù)一體化、水土保持、植被修復(fù)和近自然地貌重塑等。在勝利礦區(qū)開展復(fù)墾綠化技術(shù)試驗(yàn)驗(yàn)證面積0.599 km2，其中生態(tài)減損型采排復(fù)一體化技術(shù)試驗(yàn)0.086 km2、土地整治與重構(gòu)技術(shù)試驗(yàn)0.373 km2、植被恢復(fù)技術(shù)試驗(yàn)0.052 km2、景觀功能提升技術(shù)試驗(yàn)0.087 km2。

4.2 煤電基地區(qū)域生態(tài)調(diào)控模式構(gòu)建

綜合考量區(qū)域生態(tài)安全的自然環(huán)境特征、人類干擾、潛在影響因素，從自然生態(tài)、干擾脅迫2個(gè)方面，構(gòu)建了區(qū)域生態(tài)安全評(píng)價(jià)指標(biāo)體系?；谏鷳B(tài)安全格局分析結(jié)果，考慮錫盟植被、土壤、氣候、土地利用等因素，提出了將全盟劃分為6個(gè)生態(tài)分區(qū)的區(qū)域生態(tài)調(diào)控模式，即核心保育區(qū)、生態(tài)管護(hù)區(qū)、傳統(tǒng)利用區(qū)、生態(tài)恢復(fù)區(qū)、退耕還林還草區(qū)、沙源治理區(qū)[22-23]。

采用該方法，計(jì)算得出錫林郭勒盟2000,2010和2015年生態(tài)安全指數(shù)，錫盟生態(tài)安全指數(shù)整體呈現(xiàn)下降趨勢(shì);生態(tài)安全空間格局差異顯著，高度安全區(qū)基本穩(wěn)定，低度安全區(qū)面積不斷擴(kuò)大，主要原因在于人口增長(zhǎng)和快速城市化進(jìn)程促使錫盟土地利用/土地覆被發(fā)生變化，人為活動(dòng)的影響迫使生態(tài)系統(tǒng)承受更大壓力，導(dǎo)致生態(tài)穩(wěn)定性降低，生態(tài)安全指數(shù)下降，同時(shí)退耕還林還草工程、京津風(fēng)沙源治理工程的實(shí)施，改善了部分區(qū)域的生態(tài)安全指數(shù)。

錫林郭勒盟2000,2010和2015年生態(tài)安全格局表明，在南北方向上，2000年呈現(xiàn)凸形，且北高南低，生態(tài)安全水平較高;2010年和2015年曲線呈現(xiàn)上升態(tài)勢(shì)，表明生態(tài)安全格局變化較大;在東西方向上，2000,2010和2015年曲線狀態(tài)一致，表明東西方向生態(tài)安全變化不大。主要原因是:北部主要為草甸草原和典型草原，植被覆蓋較高，生態(tài)系統(tǒng)自恢復(fù)能力較強(qiáng)，生態(tài)安全水平較高;南部主要為荒漠草原，生態(tài)系統(tǒng)較為脆弱，植被覆蓋度低，土壤基質(zhì)不穩(wěn)定，風(fēng)沙大，人為活動(dòng)影響加劇了其不安全水平。

進(jìn)一步分析表明，城市化程度、農(nóng)牧開墾強(qiáng)度、礦區(qū)開采強(qiáng)度是影響錫林郭勒盟區(qū)域生態(tài)安全的主要影響因子。煤炭開發(fā)初期對(duì)區(qū)域地表植被造成了一定損傷，區(qū)域生態(tài)評(píng)價(jià)結(jié)果較差，但隨著區(qū)域生態(tài)修復(fù)治理力度加大，煤炭開發(fā)區(qū)域(如排土場(chǎng)、工業(yè)場(chǎng)地等)往往優(yōu)于周邊草地區(qū)域，區(qū)域生態(tài)評(píng)價(jià)結(jié)果上升。因此，有必要研究通過革新煤炭開采工藝，如采用采排復(fù)一體化，減少生態(tài)修復(fù)周期，同時(shí)針對(duì)區(qū)域表土匱乏特征，利用排棄巖土剝離物，研制表土替代工藝和材料，優(yōu)選適宜植被，加快區(qū)域生態(tài)修復(fù)，促進(jìn)煤炭開發(fā)與生態(tài)保護(hù)相協(xié)調(diào)。

5 結(jié) 論

(1)初步揭示了東部草原區(qū)煤電基地開發(fā)對(duì)生態(tài)要素(水、土和植被)的影響邊界和程度，構(gòu)建了區(qū)域生態(tài)安全評(píng)價(jià)方法。

(2)提出了基于生態(tài)保護(hù)的采排復(fù)一體化技術(shù)體系，構(gòu)建了軟巖邊坡平面和圓弧兩種失穩(wěn)模式的排土場(chǎng)邊坡時(shí)效穩(wěn)定性評(píng)價(jià)模型，建立了滑體發(fā)育過程的時(shí)效穩(wěn)定系數(shù)迭代計(jì)算模型。

(3)提出了面向地面植被的近地表含水層再造、利用采場(chǎng)底部和臺(tái)階建設(shè)儲(chǔ)水空間的的露天礦地面—地下聯(lián)合的儲(chǔ)水模式。

(4)開展了露天礦內(nèi)排場(chǎng)原位試驗(yàn)和實(shí)驗(yàn)室壓實(shí)固結(jié)試驗(yàn)，揭示了不同時(shí)間尺度下土壤理化性質(zhì)的變化，研究提出了表土替代方案。

(5)篩選了本地優(yōu)勢(shì)植被物種，研發(fā)了AM菌劑培養(yǎng)材料，有助于改進(jìn)土壤基質(zhì)和提質(zhì)增容。

(6)提出了排土場(chǎng)邊坡整形模式，基于最小累計(jì)阻力面模型，研究?jī)?yōu)化了農(nóng)牧礦交錯(cuò)帶景觀連通度和景觀生態(tài)網(wǎng)絡(luò)，提升了景觀功能。

(7)開展了區(qū)域技術(shù)集成示范，提出了區(qū)域生態(tài)功能區(qū)域劃分，初步構(gòu)建了區(qū)域生態(tài)調(diào)控模式。

致謝感謝項(xiàng)目跟蹤專家李秀彬研究員、趙學(xué)勇研究員對(duì)項(xiàng)目的指導(dǎo)，感謝付曉研究員、杜文鳳教授、尚濤教授、張建民教授級(jí)高級(jí)工程師、李樹志研究員、畢銀麗教授、雷少剛教授、陸兆華教授以及項(xiàng)目所有參研人員的參與和付出。