草原区露天煤矿开发对草地植被NPP的影响研究

刘文荣，李思扬，张 波，司国斌

(1.中煤科工集团北京华宇工程有限公司，北京 100120；2.华能伊敏煤电有限责任公司，内蒙古 呼伦贝尔 021134)

煤炭开采项目生态环境影响具有较强的渐进性与累积性，特别是露天煤矿开采，一方面采场地下水疏干排水对疏干影响范围植被生长带来影响，其影响的程度难以定量评估；另一方面采场剥离与外排土场压占破坏原有植被，在露天矿开展生态重建与恢复后，生态恢复的程度难以定量评估。伊敏露天煤矿至今已有30多年的开采历史，是草原区露天煤矿的典型代表。伊敏露天煤矿开采对周边草地生态系统的影响已充分显现，其在露天矿生态重建与恢复等方面进行了大量实践和探索，对研究我国草原区露天煤矿开发对草原生态系统的影响，草原生态系统的重建与恢复等具有重要的借鉴意义。

NPP是植被通过光合作用所同化的有机物量中扣除自养呼吸后的剩余部分[1]，不仅直接反映了植被群落在自然环境条件下的生产能力，而且还是判定生态系统健康状况的重要指标[2]，是反映草原生长特征和健康状况最直接的指标。NPP作为地表碳循环的重要组成部分，不仅直接反映了植被群落在自然环境条件下的生产能力，表征陆地生态系统的质量状况，而且是判定生态系统碳源/汇和调节生态过程的主要因子，在全球变化及碳平衡中起着重要作用。关于NPP的早期研究主要集中在植物生理生态学领域用于评估自然和农业生产的能力，后被用于分析人类活动与环境变化对生态系统的影响[3]。国内大量研究人员开展了基于遥感数据的NPP研究工作，开展了基于遥感数据的内蒙古草原区植被净初级生产力(NPP)的研究，如应用CASA模型对内蒙古、锡林郭勒草原、呼伦贝尔草原草地生产力进行了估算[2-7]；部分学者开展了基于遥感数据的内蒙古草原NPP时空变化研究[8-14]，部分学者运用NPP变化分析开展草原生产力及草原植被退化监测[15-17]，并分析了草原区NPP变化与气候因子之间的关系[18-24]。这些研究的空间尺度多为县以上行政辖区范围(如省级、市级或县级等)[1]，仅少数研究者在矿区尺度开展了部分研究工作[25，26]。在露天煤矿开发对草地植被影响程度的环境影响评价中，鲜有采用该方法进行定量化评价的案例。

本文以伊敏露天煤矿为例，通过对评价区1985—2018年间21期卫星遥感数据进行长时间系列的NPP计算，分析露天矿开发对周边草地生态系统生产力的长期累积影响及排土场生态恢复重建效果，可为露天煤矿的生态影响定量化评价及露天矿生态重建与恢复提供参考和借鉴。

1 植被净初级生产力计算方法

NPP测算方法主要包括站点观测法、实验法和模型法，集成遥感数据的NPP估算模型归纳为四类，即：统计模型、光能利用率模型、过程模型和耦合模型[1]。光能利用率模型是目前在估算NPP 中应用最广遥感估算模型，目前使用较多的光能利用率模型有C-FIX模型、GLO-PEM模型、CASA模型等[4]。

资源平衡理论假定生态过程趋于调整植物特性以响应环境条件，认为植物的生长是资源可利用性的组合体，物种通过生态过程的排序和生理、生化、形态过程的植物驯化相结合应趋向于使所有资源对植物生长有平等限制作用。在资源平衡的观点成立的前提下，可利用植被所吸收的太阳辐射以及其他调控因子来估计植被净第一性生产力。光合有效辐射(Photosynthetically Active Radiation，PAR)是植物光合作用的驱动力，对这些光能的利用是植物维持生存的必要条件。可以看出，光合有效辐射是植物NPP的一个决定因子，光能利用率模型正是以植物吸收的光合有效辐射(APAR)为基础的，由遥感光谱分解获得对光合有效辐射吸收的植被组分，由遥感反演或气候资料确定植被对到达地表的入射太阳辐射及光合有效辐射吸收效率。并通过能量转换系数估算NPP。模型中还考虑温度、土壤水分状况，植物呼吸作用对植被同化的影响。

根据NPP与APAR和植物将所吸收的光合有效辐射转化为有机物的关系构建基于遥感卫星数据的NPP估算模型，即NPP可以由APAR和光利用率ε两个因子来表示，其估算公式为：

NPP(x，t)=APAR(x，t)×ε(x，t)

(1)

式中，t为时间；x为空间位置；(x，t)为像元在月份吸收的光合有效辐射，MJ/(m2·月)；ε(x，t)为像元x在t月份的实际光能利用率，g/MJ。

植被吸收的光合有效辐射取决于太阳总辐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)为t月在像元x处的太阳总辐射量，MJ/m2；FPAR(x，t)为植被层对入射光合有效辐射的吸收比例；常数0.5表示植被所能利用的太阳有效辐射(波长为0.38～0.71 μm)占太阳总辐射的比例。

2 露天矿开发对植被净初级生产力NPP的影响

2.1 伊敏露天矿概况

伊敏露天矿位于伊敏矿区(河西区)，伊敏矿区(河西区)为国家发改委2006年公布的第二批煤炭国家规划矿区，行政区划上属于内蒙古自治区呼伦贝尔市鄂温克旗伊敏河镇管辖，位于大兴安岭西麓低山丘陵森林草原向呼伦贝尔高平原典型草原过渡地带，主要为典型草原生态系统。

伊敏露天矿采场地表最终境界东西长8.15 km，南北宽2.63～4.52 km，面积30.35 km2；最大开采深度220 m。露天矿于1983年开工建设，至今已有近40年的开采历史，生产规模发生了多次变化，1984—1997年为100万t/a，2000—2006年达到500万t/a，2008—2009年达到1100万t/a，随后在2010年达到2100万t/a，2012年达到2200万t/a，目前产能为22.0 Mt/a。伊敏露天矿采用降水孔超前疏干与集水沟、集水坑平行疏干的联合疏干方式。疏干水量由1994年的约15万m3/d降至目前的5～7万m3/d，疏干水量逐渐减小。疏干水主要来源于第四系砂砾含水层及煤层含水层，主要为煤层含水层。采坑内疏干水水位自1994年至目前共下降92.76 m，下降速度逐渐减慢。伊敏露天矿设了多个排土场，沿帮排土场、西外排土场、内排土场、北外排土场的使用和生态恢复时间依次减少。

2.2 露天矿开发对草地生产力的影响

2.2.1 评价区历年NPP变化

伊敏露天矿疏干水量较大，疏干影响范围较大，考虑露天矿实际影响范围、植被恢复和演替规律，确定研究范围为采矿权范围外扩5 km，面积219.16 km2。本研究运用“3S”技术，采用野外现场样带和样方调查和遥感解译相结合的方法开展工作，解译使用的信息源为LANDSAT-5、LANDSAT-8及SPOT7遥感影像，空间分辨率分别为30、15、1.5 m，获取影像数据为1985—2018年间有效数据21期。对21期遥感影像进行处理，通过NPP估算模型计算出1985—2018年评价区、对地下水疏干影响范围内与影响范围外的NPP进行了计算，并分析其变化，结果见表1。评价区2018年NPP空间分布如图1所示。评价区各个时期NPP变化如图2所示。

图1 伊敏一号露天矿2018年NPP空间分布

图2 评价区各个时期NPP变化

表1 各时期NPP统计

2.2.2 各排土场NPP变化

对沿帮排土场、西外排土场、北外排土场和内排土场1985—2018年有效数据年份内的NPP及其变化进行了分析，以评价区不受采煤影响范围内同年NPP平均值为基础，分析排土场生态恢复效果，见表2，沿帮排土场、西外排土场、北外排土场和内排土场各个时期NPP的变化如图3—图6所示。

图3 沿帮排土场各时期NPP变化趋势

图4 西排土场各时期NPP变化趋势

图5 内排土场各时期NPP变化趋势

图6 北外排土场各时期NPP变化趋势

表2 各排土场不同时期NPP的变化统计

3 露天矿开发对草地植被NPP的影响

3.1 露天矿开发对周边NPP的影响

露天矿开发对周边NPP的影响与露天矿地下水疏干是密切相关的，地下水疏干影响范围内的NPP低于不受地下水疏干影响区的NPP，地下水疏干影响范围内NPP下降主要是由露天矿地下水疏干引起的，NPP较低的区域集中在采坑和排土场周围。

以1985年未受开采影响区NPP作为背景值(162.79 gC/m2)，受露天矿开采影响区的NPP较未受影响区NPP有降低。露天矿开发在规模小时，对周边草原生态系统的影响较小，以NPP衡量，对周边草原生态系统的影响在10%以内。随着露天矿开采时间的延长和生产规模的增加(100万t/a—500万t/a—1100万t/a—2100万t/a—2200万t/a，分别为5倍、11倍、21倍和22倍)，露天矿开发对周边草地生态系统的不利影响有所增强，导致影响区NPP下降，但这种影响近20年来基本在30%左右。对伊敏露天矿而言，露天矿开发影响导致影响区NPP损失约10%～30%。

对比未受影响的区域，影响区内NPP受降雨量的影响更大且同向变化。结合露天矿规模变化和生态恢复工作推进情况分析，在生态恢复工作较稳步推进后，这种变化幅度减弱。这也说明了露天矿生态重建恢复工作的极端重要性。

NPP受气候变化和人类活动共同影响，但其中人类活动强烈干扰的影响相对更大，但在采取有效的控制措施后，这种影响的程度可以减缓。因此，露天矿生态重建与恢复是一个长期过程，必须与露天开采活动同步推进，并长期坚持，才可能使露天矿开采破坏的生态系统逐步恢复。

3.2 排土场NPP及植被恢复效果

沿帮排土场是最早排土、最早复垦的外排土场。由图3可以看出，1985—2008年，沿帮排土场的植被生产力不断波动，但整体呈上升趋势，生态恢复的第五年1989年达最高124.95 gC/m2，2001年最低为53.20 gC/m2。根据NPP变化趋势划分为三个阶段。第一阶段为复垦初期(管护期)3～5 a，1985—1989年，NPP由92.43 gC/m2上升至124.95 gC/m2。第二阶段为1993—2007年，NPP不断波动。第三阶段为2009—2018年，沿帮排土场植被生产力呈现递增的趋势，植被生产力最大已经达到了146.47gC/m2，接近自然植被生产力水平。可见，沿帮排土场目前生态系统已经基本达到稳定状态，外排土场的植被演替达到稳定状态的时间需要20 a以上。

西外排土场1993年开始使用，1993—2007年，西外排土场的植被生产力也不断波动，总体呈现下降趋势，由最高的148.42 gC/m2下降为56.62 gC/m2；而2008—2013年，西外排土场的植被生产力逐渐提高，特别是2013年，因降水量大，NPP达到了146.41 gC/m2；而后来建设光伏发电站对西外排土场植被的影响，植被生产力又呈明显的下降趋势，2013—2018年，西外排土场植被生产力又下降到周边未受影响区自然植被生产力的60%～70%。外排土场植被演替过程中应该加强管护，减少人为干扰，否则对植被生长不利，植被生产力提升较慢。

北外排土场2015年开始排土，目前已经完成排土，并完成部分边坡生态恢复，2016—2018年的NPP变化明显升高，从北外排土场及西外排土场的经验看，这主要是由于生态恢复期间前3～5 a管护较好，灌溉设施完善，有利于植被生长。

从各排土场历年NPP计算的平均值看，沿帮排土场、西外排土场、内排土场、北外排土场分别为100.8，100，76.5，66.8 gC/m2，各排土场NPP随恢复时间增加NPP也增加。恢复较早、恢复时间较长的沿帮排土场、西外排土场NPP较高，恢复时间短的内排土场、北外排土场NPP明显偏低。随着恢复时间的增加，排土场植被不断向自然植被演替，NPP也不断增加并趋于稳定，以沿帮排土场为例，稳定后的外排土场NPP已达到1985年背景值162.79 gC/m2的80%左右，达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的90%左右。从平均值看，恢复时间较长的沿帮排土场、西外排土场历年NPP均值达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的70%以上，但恢复时间较短的内排土场、北外排土场NPP均值仅达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的50%左右。

4 结 论

露天矿开发对周边NPP的影响与露天矿地下水疏干是密切相关的，对伊敏露天矿而言，露天矿开发影响导致影响区NPP损失约10%～30%。排土场人工生态重建与恢复是露天矿生态恢复的关键，在人工生态重建后，排土场生态系统可逐步向周边自然植被演替。从生产力时间分布方面看，随着恢复时间的增加，排土场植被不断向自然植被演替，NPP也不断增加并趋于稳定。恢复时间较长的沿帮排土场、西外排土场2018年NPP已达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的90%左右，植被生产力接近自然植被生产力水平。从平均值看，恢复时间较长的沿帮排土场、西外排土场历年NPP均值达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的70%以上，但恢复时间较短的内排土场、北外排土场NPP均值仅达到未受影响区历年NPP均值141.7 gC/m2的50%左右。从生产力空间分布方面看，恢复区植被生产力整体上仍低于周边未受影响区植被生产力。本研究对草原区露天矿开发对草地植被影响程度定量化评价进行了探索，可为露天煤矿的生态影响定量化评价及露天矿生态重建与恢复提供参考和借鉴。