典型草原煤礦排土場邊坡不同治理措施次降雨水蝕過程分析

郭建英, 李錦榮, 何京麗, 張鐵鋼, 梁占岐, 榮 浩

(水利部牧區水利科學研究所, 呼和浩特 010020)

典型草原煤礦排土場邊坡不同治理措施次降雨水蝕過程分析

郭建英, 李錦榮, 何京麗, 張鐵鋼, 梁占岐, 榮 浩

(水利部牧區水利科學研究所, 呼和浩特 010020)

以典型草原露天煤礦的排土場邊坡為研究對象，利用野外原位徑流小區觀測設施研究了不同治理措施條件下排土場邊坡次降雨的產流、產沙規律。結果表明：在邊坡治理初期，首次降雨的土壤侵蝕產沙量均較大，達到中度以上的侵蝕強度，其中鋪設植生帶措施次降雨產沙量最大，為6 469 t/km2，生態袋一字型布設措施產沙量最小，為2 543 t/km2，分別是裸地產沙量5 640 t/km2的1.15倍和0.45倍；隨治理恢復年限的增加，恢復第3年時，生態袋一字型治理措施(生物+工程措施)的年徑流量比沙地柏+繡線菊灌叢恢復7 a(純生物措施)的年徑流量小；當邊坡治理措施的植被蓋度>35%時，各治理措施的產沙量均小于未治理裸地的產沙量，且雨強越大，生物+工程治理措施的阻沙能力越明顯；生態袋一字型布設措施年土壤侵蝕量由治理當年的5 179 t/(km2·a)下降到治理第3年的1 260.35 t/(km2·a)，減少75.7%。因此，在草原礦區的排土場邊坡采取生物與工程相結合的治理措施明顯優于單純的生物治理措施，可有效控制排土場邊坡的水土流失。

排土場邊坡; 工程措施; 生物措施; 次降雨侵蝕量

內蒙古草原地區既是國家重要的生態安全保障區域，也是重要的礦產、能源供應基地，承擔著保障全國“生態安全”與“能源安全”的雙重角色[1]。近年來內蒙古典型草原地區作為重要的能源基地，對煤炭資源進行了大量的開發和利用，促進了草原地區經濟和社會的發展，但也給草原地區的水土流失、景觀結構帶來了一系列負面的生態環境效應[2-3]。露天煤礦開采過程中導致排土場土體構型紊亂，特別是大型機械碾壓使排土場的土壤被壓實，造成植物很難扎根進行生長，加之排土場的邊坡較陡，在降雨時極易形成大量地表徑流，加劇了排土場邊坡的水土流失，甚至局部地段出現滑坡等災害[4-6]。多年來國內學者針對不同生態類型的煤礦開發區進行了較為系統的研究，主要集中在煤炭資源開發較早的黃土丘陵區及我國東部煤礦開發區侵蝕地貌的土地整理、困難立地生態系統恢復與重建、土壤質量變化與修復、不同類型礦區的土壤侵蝕過程、煤礦開發區景觀格局變化、環境效應等方面[7-13]，而對于北方典型草原露天煤礦排土場邊坡治理措施的土壤侵蝕過程研究較少。因此，本研究選取內蒙古典型草原區的露天煤礦排土場邊坡為研究對象，通過在排土場邊坡上設置不同治理措施的徑流小區，于2013—2015年連續3 a對排土場邊坡不同治理措施的產流、產沙過程進行觀測，分析不同治理年限和不同治理措施下次降雨的坡面產流、產沙變化規律，探討不同治理措施對排土場邊坡水土流失的控制作用，為典型草原煤礦排土場邊坡的生態恢復重建及水土流失治理技術提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于內蒙古自治區錫林浩特盟錫林浩特市勝利東二號露天礦的南排土場，地理坐標為東經116°06′41″—116°14′11″，北緯44°02′07″—44°07′05″。屬于典型的干旱半干旱中溫帶氣候，多年平均降水量289 mm，年內降水分布不均，主要集中在6—8月，占全年降水量的70%以上，多年平均蒸發量1 830.8 mm；開采區土壤主要以栗鈣土和暗栗鈣土為主，土壤較為貧瘠，有機質含量低，土壤養分狀況是缺磷，富鉀，氮中等[14]；植被為典型的草原植被，以克氏針茅(Stipakrylovii)+羊草(Aneurotepidimuchinense)為主要建群種，植被高度15～30 cm，植被蓋度為25%～45%。

1.2 研究方法

1.2.1 試驗設計 排土3 a后的排土場邊坡沉降量可達到總沉降量的80%以上[15]，因此，試驗區選擇2009年10月排土到界并進行了覆土的邊坡，該排土場相對高度100 m，為平臺與邊坡相間分布的階梯式地貌，試驗區的坡面角為33°，坡面長21 m，坡面為煤矸石與土混排后覆土，覆土厚度為20～40 cm。于2013年5月在選定的排土場邊坡上布設徑流小區，每種治理措施設置2個重復觀測徑流小區，共布設14個徑流小區，徑流小區的面積為100 m2，即傾斜坡長20 m，寬5 m，為方便觀察取樣，在徑流小區間設置步道，寬0.5 m，徑流小區采用用彩鋼板加鋼骨架圍起，在徑流小區前設置導流槽(兩邊高，中間低)，將水流匯集于導流孔，在徑流小區的底部設計徑流采集池。各徑流小區于2013年5月開始進行觀測，觀測時間為2013年6月—2015年9月。不同治理措施情況見表1。

表1 徑流場治理措施基本情況

1.2.2 監測內容 (1) 降雨過程觀測：利用反斗式自記雨量筒記錄逐次降雨的起始時間，每1 min記錄一次降雨量，降雨量精確至0.1 mm；(2) 徑流量觀測：每次降雨停止后立即測量徑流量。采用鋼尺測定徑流池內的水位，在進行徑流池內水位觀測時，如果底部集水槽內有淤滯的泥沙，先將泥沙刮入徑流池內，再進行水位讀數；(3) 泥沙量觀測：測定徑流池的水位后，然后將池內的水充分攪渾，用鋁盒取水樣，每次取60 ml左右，3次重復，現場測定渾水質量，記錄渾水體積，帶回實驗室過濾掉清水后，在105℃下烘箱內烘烤12 h，測定鋁盒加干土重量，計算干土質量；(4) 植被生長狀況觀測：每次降雨后分別對坡面上部、中部、下部的植被進行調查，樣方面積為1 m×1 m，調查樣方內的植被高度、植物種數及生物量。

2 結果與分析

2.1 試驗觀測期的降雨變化特征

雨強和降雨歷時是影響地表產流、產沙的主要因素。由表2的統計結果可知：2013年排土場邊坡產生徑流的總降雨量為167.1 mm，占2013年雨季總降雨量的71.4%；2014年排土場邊坡產生徑流的總降雨量為72.8 mm，占2014年雨季總降雨量的35.5%；2015年排土場邊坡產生徑流的總降雨量為118.4 mm，占2015年雨季總降雨量的38.8%。按照我國氣象防災減災標準化技術委員會編制的《降水量等級》國家標準的規定[16]，試驗區2013—2015年24次產流的次降雨中，小雨10次，中雨10次，大雨4次，其中13次降雨的最大60 min的降雨量都占次降雨總量的62.0%以上，最高可達到97.6%，由此可知，試驗區的降雨以短歷時、高強度的降雨為主。

表2 試驗觀測期間的次降雨特征

注：研究區2013年5—9月降雨量為233.9 mm，2014年5—9月降雨量為204.8 mm，2015年5—9月降雨量為305.2 mm。

2.2 不同恢復年限對坡面產流產沙的影響

地表植被蓋度與植株密度增加，土壤結構也明顯改善，且地表粗糙率隨之加大，使地表徑流的流速明顯減小，有效遏制或減少了坡面的土壤侵蝕[17]。由圖1，圖2，圖3可知，不同治理措施實施后(圖1)坡面產流、產沙結果表明：在植被恢復初期，由于在治理過程中人為對邊坡干擾，導致植被蓋度較低，不同治理措施的蓄水保土作用不明顯。在2013年6月16日的降雨中，1#—6#治理措施的植被處于苗期，植株較矮且覆蓋度很低，不同治理措施產生的地表徑流量是裸地的68.2%～79.1%，變化幅度小，而種植4 a的沙地柏+繡線菊灌叢(7#)的徑流量是裸地(1#)的59.6%；另外，由于不同治理措施的植被覆蓋度低導致首次降雨產流時坡面的產沙量均較大，達到中度以上的侵蝕強度，鋪設植生帶措施(5#)的產沙量為6 469 t/km2，檉柳沙障+牧草混播(6#)產沙量為5 768 t/km2，均達到了強烈侵蝕，其分別是裸地產沙量5 640 t/km2的1.15倍和1.02倍；而生態袋一字型布設措施(2#)表現出明顯的阻沙能力，其產生的泥沙量為2 545 t/km2，是裸地產沙量的45.1%。

隨著植被不斷生長發育，當植被蓋度>35%時，治理當年不同治理措施的產沙量均小于裸地的產沙量，且隨降雨強度的增加，生態袋一字型布設措施(2#)的阻沙能力越明顯。如次降雨的平均雨強為0.296 mm/min時，生態袋一字型布設措施產沙量僅為裸地的6.29%，是植被恢復4 a沙地柏+繡線菊灌叢的16.8%。隨植被恢復年限的增加，植被蓋度和植株密度明顯增加，坡面粗糙率變大，不同治理措施的次降雨產流、產沙量迅速下降。如2015年次降雨量為23.4 mm，雨強為0.29 mm/min，其生態袋一字型布設措施(2#)徑流深為3.46 mm，產沙量為180.54 t/km2，而在2013年降雨量為24.9 mm，雨強為0.08 mm/min，與2015年次降雨量(23.4 mm)相近，且雨強僅是2015年27.5%的情況下，生態袋一字型布設措施(2#)徑流深為7.65 mm，產沙量為829.77 t/km2，次降雨徑流深與產沙量分別為2015年相似降雨條件下的2.21倍和4.59倍。鋪設植生帶措施(5#)在2013年治理初期無論何種雨強條件下，其產沙量是各種措施中最大，甚至大于邊坡未治理的裸地，隨恢復年限的延長，在2015年時，不同雨強條件下其徑流量和產沙量均少于未治理的裸地。

圖1 不同治理措施徑流小區次降雨植被蓋度變化

圖2 不同治理措施徑流小區次降雨徑流量變化

圖3 不同治理措施徑流小區次降雨產沙量變化

2.3 不同治理措施植被恢復期坡面年產流、產沙量變化

由圖4可知，裸地(1#)的徑流量無論在何種雨強條件下均表現為最大，其年徑流量在2013年、2014年、2015年分別為61.3 mm，15.46 mm，42.45 mm，因為2014年降雨較少，所以產生的徑流量較少，而2015年雨季降雨量為305.2 mm，是2013年雨季降雨量233.9 mm的1.31倍，但其年徑流量是2013年的69.2%，不同治理措施下沙地柏+繡線菊灌叢植被(7#)的年徑流量最小，2013年、2014年、2015年的年徑流量分別為30.17 mm，7.56 mm，16.23 mm，分別是裸地的49.2%，48.9%，38.1%，其次為生態袋一字型布設措施(2#)，其2013年、2014年、2015年的年徑流量分別為對應年份無治理措施(1#)的64.1%，51.1%，38.2%，生態袋品字型布設措施(3#)的年徑流量最大，其2013年、2014年、2015年的年徑流量分別為對應年份無治理措施的73.7%，67.3%，64.5%。通過對比分析可知，不同治理措施間對徑流的調控作用具有明顯差異，但隨著恢復年限的增加，生態袋一字型布設措施(2#)恢復3 a后在2015年的年徑流深為16.26 mm，較純生物治理措施沙地柏+繡線菊灌叢(恢復7 a)年徑流深16.23 mm略小。通過以上分析發現，生物+工程混合措施控制水土流失的效果要好于單純的生物治理措施，能夠有效地控制排土場邊坡的水土流失。

圖4 不同治理措施徑流小區年徑流量比較

由圖5的統計結果表明：坡面治理措施實施當年(2013年)，鋪設植生袋措施(5#)的年土壤侵蝕量最大，為18 041 t/(km2·a)，達到了劇烈侵蝕。其次為無任何治理措施的裸地(1#)，其土壤侵蝕量為14 183 t/(km2·a)，為極強烈侵蝕，生態袋一字型布設措施(2#)的年土壤侵蝕量最小，為5 179 t/(km2·a)，是沙地柏+繡線菊灌叢(7#)治理措施年土壤侵蝕量6 358 t/(km2·a)的81.5%，治理當年各治理措施年土壤侵蝕量大小的順序為：5#>1#>6#>3#>4#>7#>#2，比值為3.5∶2.7∶2.3∶1.7∶1.5∶1.2∶1。措施實施第三年(2015年)，工程+生物措施相結合的治理措施的水蝕控制效應明顯，即生態袋一字型布設措施實施當年(2013年)的土壤流失量是未治理措施的36.5%，措施實施第三年時(2015年)，生態袋一字型布設措施的年土壤流失量1 260.35 t/(km2·a)，為輕度侵蝕，是未治理措施的15.9%。各治理措施實施3 a后(2015年)產沙量大小順序為：1#>5#>4#>3#>6#>7#>2#，其比值為6.3∶3.8∶2.8∶2.6∶2.5∶2.2∶1.0。通過上述試驗數據的對比分析，隨治理年限的增加，在排土場邊坡實施治理措施后，其控制水蝕產沙效果逐步提高，且采取工程措施+生物措施相結合的水土流失控制效果要明顯優于單純的生物治理措施。

圖5 不同治理措施徑流小區年土壤侵蝕量比較

3 結 論

(1) 在邊坡治理初期，各治理措施之間坡面次降雨產生的徑流量變化幅度較小，是裸地徑流量的68.2%～79.1%，其不同治理措施的攔水蓄水功能較弱；治理措施恢復第3年時，生態袋一字型布設措施在2015年的年徑流深為16.26 mm，比純生物治理措施恢復7 a的沙地柏+繡線菊灌叢年徑流深16.23 mm略小。

(2) 治理措施恢復初期，首次降雨產流時，排土場邊坡的土壤侵蝕強烈，次降雨侵蝕量均達到中度以上的侵蝕強度，其中鋪設植生帶措施的產沙量為6 469 t/km2，是裸地產沙量5 640 t/km2的1.15倍，達到強烈侵蝕強度，而生態袋一字型布設措施的產沙量為2 545 t/km2，是裸地產沙量的45.1%。

(3) 當治理措施的植被蓋度>35%時，各治理措施的產沙量均小于裸地，且雨強越大，生態袋一字型布設措施的阻沙能力越強，如在次降雨雨強為0.296 mm/min時，其產沙量僅僅為裸地的6.29%。

(4) 不同治理措的年土壤侵蝕量差異明顯，在治理措施實施當年，鋪設植生袋措施的年土壤侵蝕量最大，為18 041 t/(km2·a)，其次是裸地土壤侵蝕量，為14 183 t/(km2·a)，生態袋一字型布設措施的年土壤侵蝕量最小，為5 179 t/(km2·a)，是未治理措施裸地的36.5%；措施實施第3年時生態袋一字型布設措施的年土壤流失量為1 260.35 t/(km2·a)，是未治理措施裸地的15.9%。

[1] 白淑英,吳奇,沈渭壽,等.內蒙古草原礦區土地退化特征[J].生態與農村環境學報2016,32(2):178-186.

[2] 郭建英,何京麗,李錦榮.典型草原大型露天煤礦排土場邊坡水蝕控制效果[J].農業工程學報,2015,31(3):296-303.

[3] 徐嘉興,李鋼,陳國良,等.土地復墾礦區的景觀生態質量變化[J].農業工程學報,2013,29(1):232-240.

[4] 白淑英,朱倩文,沈渭壽,等.白云鄂博礦區生態退化研究[J].生態與農村環境學報,2016，32(3):367-373.

[5] 卞正富,許家林,雷少剛.論礦山生態建設[J].煤炭學報,2007,32(1):13-19.

[6] 付慧,白中科,張樹禮.呼倫貝爾草原礦生態受損預測與修復對策[J].農業工程學報,2008,24(5):90-94.

[7] 李永庚,將高明.礦山廢棄地生態重建研究進展[J].生態學報,2004,24(1):95-100.

[8] 王金滿,楊睿璇,白中科.草原區露天煤礦排土場復墾土壤質量演替規律與模型[J].農業工程學報,2012,28(14):229-235.

[9] 王治國,白中科.黃土區大型露天礦排土場巖土侵蝕及其控制技術的研究[J].水土保持學報,1994,8(2):10-17.

[10] 王玲玲,姚文藝,王文龍,等.黃丘區坡溝系統不同時間尺度下的侵蝕產沙特征[J].水利學報,2013,44(11):1347-1351.

[11] 臺培東,賈宏宇,李培軍,等.安太堡露天煤礦水土流失特征與控制[J].水土保持學報,2002,14(3):27-30.

[12] 白中科,胡振華.露天礦排土場人為加速侵蝕及分類研究[J].土壤侵蝕與水土保持學報,1998,4(1):34-40.

[13] 李智佩,徐友寧,郭莉,等.陜北現代化煤炭開采區土地沙漠化影響及原因[J].地球科學與環境學報,2010,32(4):398-403.

[14] 劉偉民,邢萬昱.勝利東二露天礦排土工藝研究露天采礦技術[J].2009,(4):14-16.

[15] 蘇文賢.高臺階排土場的穩定性[J].礦山技術,1986(3):11-16.

[16] 全國氣象防災減災標準化技術委員會.《降水量,等級》(GB/T28592-2012)[S].北京:中國標準出版社,2012.

[17] 苗百嶺,梁存柱,王煒,等.植被退化對典型草原地表徑流的影響[J].水土保持學報,2008,22(2):10-14.

AnalysisonWaterErosionProcessCausedbySecondlyRainfallUnderDifferentSlopeTreatmentMeasuresatDumpSiteinTypicalSteppe

GUO Jianying, LI Jinrong, HE Jingli, ZHANG Tiegang, LIANG Zhanqi, RONG Hao

(InstituteofWaterResourcesforPastoralArea,MinistryofWaterResources,Hohhot010020,China)

At the beginning of the vegetation restoration, the slope erosion can reach up to moderate level due to the runoff generated by the first rainfall. In such condition, the sediment yield caused by secondly rainfall is 6 469 t/km2in vegetation zone, which is 1.15 times of bare land (5 640 t/km2); however, the sediment yield under the measure of the eco-bag with ‘—’type is just 45.1% of the bare land. With the increase of restoration duration, the eco-bag with ‘—’ type which is combined by biological and engineering measures is better than biological measures. For instance, in the third year, the annual runoff depth is less than that under the seven years ofSabinavulgaris+Spiraeasp. which is completely biological measure. When the vegetation coverage is more than 35%, the sediment yields in different treatment measures are less than those in the bare land; and with the increase of the rainfall intensity, the sediment control capacity of the combination of biological and engineering measures is better. Soil erosion amount under the measure of the eco-bag with ‘—’ type can decrease by from 5 179 t/(km2·a) (the first year) to 1 260.35 t/(km2·a) (the third year), the reduction is just 75.7%. In conclusion, combination of biological and engineering measures in the dump slope can control erosion effectively.

dump slope; engineering measures; biological measures; single rainfall erosion

2016-06-01

：2016-07-29

國家自然科學基金(41301302);內蒙古自治區科技計劃項目“重點水土流失區生態系統綜合整治技術集成”

郭建英(1979—),男,內蒙古清水河縣人,博士,高級工程師,主要從事干旱、半干旱地區水土流失與植物生態方面的研究。E-mail:guojianying1980@163.com

李錦榮(1980—),男,內蒙古涼城縣人,博士,高級工程師,主要從事風沙物理及其草地遙感方面的研究。E-mail:lijingrong918@126.com

S157.1

：A

：1005-3409(2017)05-0001-05