در مناطق حوضه آبریز چمن شنی بادی که به شدت به آب‌های زیرزمینی متکی هستند، تغییر شکل زمین‌شناسی و زه‌کشی سفره‌های زیرزمینی ناشی از معدن‌کاری احتمالاً آسیب‌های جبران‌ناپذیری به سیستم‌های آب زیرزمینی طبیعی وارد می‌کند و بر گردش اولیه آب‌های زیرزمینی تأثیر می‌گذارد، بنابراین محیط زیست محیطی را تهدید می‌کند. این مطالعه با هدف پیش‌بینی تأثیر کاهش سطح آب زیرزمینی بر رشد پوشش گیاهی در حوضه رودخانه Hailiutu (HRB)، که یک منطقه میدان زغال‌سنگ است، انجام شد. بر اساس داده های سنجش از دور، تغییر کاربری/پوشش زمین تفسیر و تجزیه و تحلیل شد و نواحی مرکزی زمین سبز در حوضه تعیین شد. پس از آن، همبستگی بین عمق آب زیرزمینی و توزیع مرتع مورد تجزیه و تحلیل قرار گرفت. سپس سیستم آب زیرزمینی در شرایط طبیعی با استفاده از MODFLOW مدل‌سازی شد. و میدان جریان آب زیرزمینی در سال 2029 با بارگذاری تصفیه عمومی آب زهکشی معدن زغال سنگ به مدل پیش‌بینی شد. تغییر در عمق آب های زیرزمینی ناشی از استخراج زغال سنگ و تأثیر آن بر علفزار به دست آمد. نتایج نشان می‌دهد که استخراج زغال‌سنگ عمق آب‌های زیرزمینی را کاهش می‌دهد، که خطرات تخریب را در 4 مرکز از 34 مرکز تجمع اصلی زمین سبزوار که در اصل برای رشد HRB به آب‌های زیرزمینی وابسته بودند، ایجاد می‌کند، زیرا از آستانه آب‌های زیرزمینی فراتر رفته‌اند. نتایج پیش‌بینی نشان می‌دهد که حداکثر استقرار سطح آب زیرزمینی می‌تواند به 5 متر در شمال (Yinpanhao)، 6 متر در شرق (Dahaize) و 10 متر در منطقه جنوبی (بالاسو) HRB برسد. باید به تخریب پوشش گیاهی در مناطقی که عمق آب زیرزمینی از حداقل آستانه رشد گیاه فراتر می رود توجه شود.

کلید واژه ها:

عمق آب زیرزمینی ؛ زمین سبز ; MODFLOW ; استخراج زغال سنگ ؛ حوضه رودخانه هایلیوتو (HRB)

1. مقدمه

به عنوان پایگاه انتقال معدن زغال سنگ در چین، منطقه خودمختار مغولستان داخلی و استان شانشی اهمیت پیدا می کنند [ 1 ، 2 ]. با کنترل ویژگی های دفن، بیش از 90 درصد از منابع زغال سنگ در چین با استخراج زیرزمینی استخراج می شود [ 3 ]. با این حال، استخراج زغال سنگ زیرزمینی با شدت بالا یک سری از منابع آب و مشکلات زیست محیطی زیست محیطی را به همراه داشته است [ 4 ، 5 ]. توسعه مستمر استخراج زغال سنگ زیرزمینی منجر به تغییر شکل و فروپاشی لایه های پوشانده شده و در نتیجه شکاف ها و فرونشست می شود که سیستم سفره آب زیرزمینی را از بین می برد [ 6 ]]، سطح آب های زیرزمینی منطقه را کاهش داده و بر محیط زیست اکولوژیکی سطحی تأثیر می گذارد. برخلاف سایر مناطق، ذخایر زغال سنگ در مغولستان داخلی و شانشی در مناطق خشک و نیمه خشک قرار دارند [ 7 ، 8 ، 9 ] که مناطقی با فرسایش شدید خاک در چین هستند و محیط زیست محیطی آنها بسیار شکننده است. در نتیجه، تضاد عمده ای بین از دست دادن آب زیرزمینی از طریق زهکشی توسط استخراج زغال سنگ و کمبود منابع آبی برای رشد پوشش گیاهی وجود دارد. بنابراین، مطالعه تغییرات اکولوژیکی ناشی از کاهش سطح آب زیرزمینی در اثر استخراج زغال سنگ معنادار است.
دفن زغال سنگ در چین با بازسازی زمین شناسی قوی پس از تشکیل زغال سنگ مشخص می شود که به دلیل آن حوادث هجوم آب اغلب در حین استخراج زغال سنگ رخ می دهد [ 10 ]. چنین حوادثی تهدیدهای جدی برای ایمنی معدنچیان و تجهیزات تولید معدن است، مانع از توسعه صنعت زغال سنگ و عملیات معدنی [ 11 ] می شود و حتی یک سری مشکلات زیست محیطی و زیست محیطی را به همراه دارد. بنابراین مطالعه سیستم آب زیرزمینی مناطق استخراج زغال سنگ ضروری است. به عنوان مثال، یو و همکاران. [ 12] آزمایشات میدانی را بر روی مهندسی زمین شناسی معدن زغال سنگ در معدن زغال سنگ Bucun، چین، بر اساس محاسبات نظری و شبیه سازی عددی انجام داد و یک اقدام کنترلی ترکیبی را با در نظر گرفتن معدن زغال سنگ زیرزمینی و محیط آب پیشنهاد کرد. آندرس و خوزه [ 13 ] یک مدل مفهومی و عددی از دو معدن مرتبط در اسپانیا را برای ارزیابی خطرات زیست محیطی احتمالی پس از بسته شدن ارائه کردند. وو و وانگ [ 14 ] یک چارچوب مفهومی با سیستم‌های جریان آب زیرزمینی چندلایه برای توصیف ترکیدن و تخلیه آب در معادن زیرزمینی، بر اساس ویژگی‌های شرایط زمین‌شناسی منطقه ارائه کردند، و آنها هجوم آب معدنی و رویدادهای سیل در زغال سنگ شمال چین را تجزیه و تحلیل کردند. حوضه
با بهبود تدریجی تلاش های دولت و افزایش آگاهی مردم در مورد حفاظت از محیط زیست اکولوژیکی [ 15 ]، تأثیر استخراج زغال سنگ بر محیط زیست محیطی به طور فزاینده ای مورد توجه قرار می گیرد [ 4 ]. به عنوان مثال، به منظور ارزیابی اثرات مرتبط در مناطق معدنی و مناطق غیر معدنی از دیدگاه اکولوژیکی، Xiao و همکاران. [ 16] با استفاده از سنجش از دور و سیستم اطلاعات جغرافیایی (GIS) یک سیستم شاخص سنجش و ارزیابی خدمات اکوسیستمی در یک منطقه معمولی استخراج زغال سنگ با شدت بالا ساخت و نتایج کاربردی خوبی به دست آورد. چن و همکاران با هدف بررسی سطح آلودگی، توزیع و منابع احتمالی هیدروکربن‌های آروماتیک چند حلقه‌ای (PAHs) در شش معدن زغال‌سنگ در Xuzhou، چین و ارزیابی خطرات اکولوژیکی آنها. [ 17 ] غلظت 16 PAH را در 26 نمونه زیرزمینی، از جمله زغال سنگ، آب معدن و لجن زیرزمینی تعیین کرد. Quaranta و همکاران [ 18] تأثیر تزریق دوغاب زغال سنگ در دو معدن زغال سنگ زیرزمینی را بر کیفیت آب بالقوه آبهای سطحی و زیرزمینی در آپالاشیان مرکزی مطالعه کرد و با استفاده از مدل تحلیل رقت، مازاد استاندارد آب سطحی و زیرزمینی را پیش‌بینی کرد.
مطالعات اخیر بر اساس تأثیر تغییرات آب های زیرزمینی ناشی از استخراج معدن بر شرایط پوشش گیاهی، سه مرحله تأثیر (فاز آسیب، فاز پس از آسیب و مرحله بازسازی) را تعریف کرده اند [ 19 ]. زی و همکاران [ 20 ] یک مدل مفهومی هیدروژئولوژیکی و یک مدل عددی جریان آب زیرزمینی را برای پیش‌بینی تغییرات ناشی از معدن در میدان جریان آب زیرزمینی طی پنج سال (30 آوریل 2015 تا 30 آوریل 2020) ایجاد کرد. بر اساس شاخص پوشش گیاهی تعیین شده با استفاده از داده های سنجش از دور، ژانگ و وانگ [ 21 ] گزارش کردند که عمق آب های زیرزمینی تأثیر برجسته ای بر تنوع فضایی توزیع پوشش گیاهی در فلات اوردوس چین دارد.
مرز بین مغولستان داخلی و شانشی دارای میدان‌های بزرگ زغال‌سنگ است که برای استخراج معدن در دهه آینده در نظر گرفته شده است [ 1 ، 22 ]. با این حال، این میدان‌های زغال‌سنگ در زیر زمین شنی Mu Us، که آسیب‌پذیرترین محیط را در چین دارد، رخ می‌دهد [ 23 ، 24 ]. بنابراین، تغییرات در آب های زیرزمینی و محیط طبیعی ناشی از استخراج زغال سنگ، مسلماً بر توسعه پایدار منطقه تأثیر می گذارد. این اثرات عمدتاً در کاهش آب‌های زیرزمینی، زوال پوشش گیاهی که به شدت به آب‌های زیرزمینی برای رشد متکی است، و تغییر پوشش گیاهی منطقه‌ای به سمت گونه‌های مقاوم‌تر به خشکی آشکار می‌شوند [ 25 ].] که برای چرا مناسب نیستند. به طور جدی تر، زمانی که کمبود آب زیرزمینی از آستانه اولیه برای حفظ رشد پوشش گیاهی فراتر رود، بیابان زایی رخ می دهد و این منطقه را برای سکونت انسان نامناسب می کند. بنابراین، زمانی که تخلیه آب های زیرزمینی توسط معدن زغال سنگ از تغذیه طبیعی فراتر رود، منابع آب زیرزمینی ناگزیر به شدت کاهش می یابد و در نهایت توسعه سالم کشاورزی، دامپروری و صنعت منطقه را تهدید می کند. به طور خاص، حوضه رودخانه Hailiutu (HRB) نماینده معمولی این منطقه است. HRB دارای چندین میدان زغال سنگ برنامه ریزی شده است و پوشش گیاهی اکولوژیکی و توسعه کشاورزی آن عمدتاً به تغذیه آب زیرزمینی بستگی دارد [ 26 ]]. رابطه بین آب های زیرزمینی و اکولوژی HRB و مناطق اطراف آن به طور گسترده مورد مطالعه قرار گرفته است. در مناطقی با عمق آب زیرزمینی کمتر از 10 متر در HRB، میانگین و انحراف استاندارد مقادیر شاخص گیاهی تفاوت نرمال شده (NDVI) با افزایش عمق آب زیرزمینی کاهش می یابد [ 27 ]. ماتا-گونزالس و همکاران. [ 28] گزارش داد که رشد پوشش گیاهی و تنوع گیاهی ارتباط تنگاتنگی با عمق آب های زیرزمینی، به ویژه در مناطق خشک و نیمه خشک دارد و مناطق با آب های زیرزمینی کم عمق، پوشش گیاهی و تنوع گیاهی بالاتری دارند. بر این اساس، کاهش سطح آب زیرزمینی ناشی از استخراج زغال‌سنگ به‌طور اجتناب‌ناپذیری بر وضعیت رشد پوشش گیاهی تأثیر می‌گذارد، به‌ویژه در منطقه حوضه آبریز چمن شنی بادی که به شدت به آب‌های زیرزمینی وابسته است [ 29 ]. مطالعات قبلی تأثیر استخراج زغال سنگ بر روی آب های زیرزمینی را عمدتاً با ایجاد مدل های آب زیرزمینی بررسی و پیش بینی کرده اند [ 30 ، 31 ]. در این مدل‌ها، زهکشی توسط استخراج زغال سنگ به عنوان ورودی استفاده می‌شود [ 32]. متعاقباً، تغییرات آتی در میدان جریان آب زیرزمینی پس از کالیبراسیون مدل و تأیید پیش‌بینی می‌شود [ 33 ]. با این حال، پیش‌بینی تأثیر تغییر آب‌های زیرزمینی بر محیط زیست بوم‌شناختی تاکنون به طور جامع مورد تجزیه و تحلیل قرار نگرفته است. به طور خاص، اطلاعات دقیق در مورد تأثیر خاص پیش‌بینی‌های مدل بر توزیع فضایی مربوط به یک نوع پوشش گیاهی پس از تغییرات سطح آب وجود ندارد.
برای پرداختن به این شکاف، این مطالعه خطر تخریب مراتع مرتبط با کاهش آب های زیرزمینی ناشی از استخراج زغال سنگ را پیش بینی کرد. انتخاب HRB به عنوان نماینده میدان‌های زغال سنگ مغولستان داخلی و شانشی، تغییرات ناشی از معدن در گردش آب زیرزمینی و اثرات آنها بر محیط زیست مورد بررسی قرار گرفت. عمق آب زیرزمینی HRB با اندازه‌گیری چاه‌های غوطه‌ور تعیین شد و توزیع زمین سبز در حوضه با استفاده از تصاویر ماهواره‌ای سنجش از دور تفسیر شد. در نهایت، تغییرات میدان جریان آب زیرزمینی در 10 سال آینده (2020-2029)، پس از آغاز استخراج در سه منطقه معدنی اول در حوضه، با استفاده از یک مدل عددی شبیه‌سازی شد.

2. مواد و روشها

2.1. منطقه مطالعه

HRB در محل اتصال مغولستان داخلی و شانشی ( شکل 1 ) قرار دارد که یک پایگاه مهم معدن زغال سنگ در شمال غربی چین است. این حوضه متعلق به مسیر میانی حوضه رودخانه زرد است. HRB یک حوضه کوچک چندگانه در پایین زمین در ناحیه گذار از فلات اوردوس به فلات شمالی Shaanxi Loess است [ 34 ]. کل حوضه در بالای زمین شنی Mu Us قرار دارد و سطح آن عمدتاً توسط ماسه بادی کواترنر و ماسه دریاچه ای پوشیده شده است ( شکل 1 ). مساحت این حوضه تقریباً 2600 کیلومتر مربع است و دارای ارتفاع سطحی از 1020 متر در جنوب شرقی تا 1480 متر بالاتر از سطح متوسط ​​دریا در شمال غربی است [ 36 ].]. رودخانه چند ساله Hailiutu از شمال غربی به جنوب شرقی حوضه جریان دارد و به رودخانه Wuding، شاخه اصلی رودخانه زرد میانی وارد می شود. ایستگاه هیدرولوژیکی هانجیامائو در خروجی حوضه های آبخیز واقع شده است که از سال 1957 تا 2014 میانگین سالانه رواناب 0.8 × 106 متر مکعب داشته است. HRB دارای یک محیط استپی معمولی با زمین های شنی خشک و نیمه خشک و زمین های ساحلی است. آب و هوای معتدل قاره ای موسمی دارد و بارش جوی منبع اصلی تامین آب است. میزان بارندگی سالانه 370 میلی متر و میانگین تبخیر پتانسیل سالانه 2000 میلی متر است [ 37 ]. بارش عمدتاً بین جولای و سپتامبر متمرکز است و جهت باد عمدتاً شمال غربی است.

2.2. زمین شناسی و هیدروژئولوژی

منطقه مورد مطالعه دارای زمین مسطح، طبقات ملایم، ساختار زمین شناسی ساده و بدون گسل مشخص است. فعالیت تکتونیکی قوی نیست [ 38 ]، و حوضه آبخیز HRB از پشته های لس برهنه سازی و تپه های بلند تشکیل شده است [ 39 ]]. در امتداد کانال رودخانه، توپوگرافی شیب دار است که عمدتاً به دلیل آبشستگی رودخانه و برش طبقات کرتاسه از طریق فرسایش جریان در خروجی حوضه است. علاوه بر پساموفیت ها، چمن و زمین های کشاورزی، بیشتر سطح زمین توسط تپه های شنی کواترنر پوشیده شده است، با نقاط پراکنده حوضچه های کوچکی که توسط آب های زیرزمینی تشکیل شده اند. لایه کواترنر دارای ویژگی های دیاژنتیکی مختلفی است، اما ضخامت آن به طور کلی کم است. اقشار مزوزوئیک و سنوزوئیک به طور گسترده در معرض و عموماً دارای آب هستند و سازند Huanhe کرتاسه پایینی گروه Baoan تنها در برخی مناطق در معرض دید قرار دارد [ 40 ]. در داخل حوضه، آبخوان های کواترنر و کرتاسه تغییرات عمودی مشخصی را نشان می دهند و ضخامت آنها به طور گسترده ای متفاوت است.
ضخامت متوسط ​​خاک سنگ سست کواترنر فوقانی تقریباً 50 متر است. ضخامت سفره های ماسه سنگی کرتاسه تقریباً 350 متر است. بین درز اصلی زغال سنگ 2 # و کف کرتاسه یک گروه سفره ویژه تشکیل شده است که توسط رسوب متناوب سفره های ماسه سنگی و لایه های غیرقابل نفوذ تشکیل شده است که منبع اصلی هجوم آب معدن است [ 41 ]. ضخامت این گروه آبخوان ویژه تقریباً 180 متر است. درز زغال سنگ ژوراسیک 2 # در منطقه مورد مطالعه اولین درز زغال سنگ معدنی با ضخامت متوسط ​​5 متر است ( شکل 2 ). محدود شده توسط پالئوتوپوگرافی در طول رسوب، ضخامت هر لایه در حوضه بسیار متفاوت است [ 42 ]]. به طور کلی، لایه‌ها ضخیم‌ترین لایه‌ها در کانال دیرینه و مرکز کم ارتفاع هستند، به تدریج از هر دو طرف نازک می‌شوند و در حوضه آبریز بیرون می‌آیند [ 43 ]. اما ضخامت طبقات کواترنر به تدریج از پایین دست به بالادست کاهش می یابد و ضخامت برخی از زمین های ساحلی در وسط حوضه افزایش می یابد. ضخامت طبقات کرتاسه به تدریج از پایین دست به بالادست افزایش می یابد و آبخوان بزرگی را تشکیل می دهد. در این میان، هیچ آبخوان مستمر و مؤثری بین سفره‌های آبی کواترنر و کرتاسه وجود ندارد، اما تناوب آبخوان‌ها و آبخوان‌های متعددی در لایه‌های ژوراسیک وجود دارد [ 44 ].]. بنابراین، آبخوان بالای طبقات کرتاسه به عنوان یک لایه پر آب و سفره زیرین به عنوان یک آبخوان ضعیف در نظر گرفته می شود. با توجه به مطالب فوق، طبقات کواترنر و کرتاسه در منطقه مورد مطالعه را می توان به عنوان یک گروه آبخوان فریاتیک یکپارچه در نظر گرفت. گروه‌های آبخوان کواترنر و کرتاسه دارای ضخامت‌های متفاوتی هستند، اما عموماً توزیع پیوسته‌ای دارند. ادغام چینه شناسی در بین طبقات ژوراسیک نسبتا ملایم است و درز زغال سنگ 2 # نیز به دلیل اعمال تنش لایه های بالایی به طور مساوی در حوضه توزیع شده است [ 45 ].

2.3. طبقه بندی کاربری / پوشش

تغییر کاربری/پوشش زمین (LUCC) می تواند اطلاعات مهمی را برای تغییرات جهانی محیطی و علوم محیطی انسانی فراهم کند [ 46 ]. LUCC می تواند به طور مستقیم نحوه استفاده انسان از زمین و تأثیر فعالیت های انسانی بر محیط زیست محیطی را منعکس کند [ 47 ]]. در این مطالعه، ما از تصاویر Landsat (TM/ETM+/OLI) با وضوح متوسط ​​(30 متر)، داده های سنجش از راه دور و تصاویر نوری از اکتبر 2019 که از سازمان زمین شناسی ایالات متحده (USGS) به دست آمده بود، استفاده کردیم. برای بهبود دقت طبقه‌بندی پوشش زمین، تصاویر سنجش از راه دور بدون پوشش ابری را انتخاب کردیم. برای HRB، فقط تصاویر یک صحنه مورد نیاز است. در مورد تصاویر، پوشش ابر 0.49 درصد و شماره مسیر/ردیف لندست 128/33 بود. پس از پیش تصفیه، که شامل کالیبراسیون رادیومتری و تصحیح جوی بود، اطلاعات پوشش زمین با استفاده از روش طبقه بندی نظارت شده استخراج شد [ 48 ]]. در این مطالعه، پوشش اراضی به هفت طبقه سبزوار، پساموفیت، توده‌های آبی، جاده‌ها، ساختمان‌ها، زمین‌های زراعی و ماسه‌های لخت طبقه‌بندی شد. طبقه بندی با توجه به ویژگی های کمیت و پراکندگی در انواع کاربری/پوشش اراضی منطقه مورد مطالعه که از طریق پیمایش میدانی تعیین شده است و اهداف تحقیق این مطالعه انجام شد. ما نمونه‌های آموزشی را از تحقیقات میدانی و موتور Google Earth برای طبقه‌بندی کاربری زمین انتخاب کردیم. در مجموع 287 نمونه از نقاط نمونه برداری به طور مساوی در حوضه انتخاب شد که شامل 58 قسمت سبز، 23 psmmophyte، 6 بدنه آبی، 20 جاده، 45 ساختمان، 68 زمین کشاورزی و 67 زمین شنی برهنه بود. برای آموزش نمونه پیکسلی، 70 درصد نمونه ها به کار گرفته شدند و از نمونه های باقی مانده برای آزمایش استفاده شد ( جدول 1 ).
توزیع ناحیه سبز در HRB در نرم افزار ENVI پردازش شد که برای اعتبارسنجی نتایج طبقه بندی استفاده شد. اگرچه منطقه سبزه تنها 7.1 درصد از حوضه را تشکیل می دهد، حساسیت آن به تغییرات در عمق آب های زیرزمینی در بین انواع کاربری اراضی بالاترین میزان است.

2.4. درون یابی عمق آب های زیرزمینی

درونیابی فضایی ابزاری موثر برای مطالعه توزیع آب زیرزمینی است و به طور گسترده در زمینه منابع آب زیرزمینی استفاده شده است [ 49 ]. از آنجایی که تنها اطلاعات محدودی در مقیاس نقطه ای عمق آب زیرزمینی را می توان از طریق ایستگاه های نظارت در HRB به دست آورد، ما از درون یابی فضایی برای پردازش 100 چاه اندازه گیری شده و به دست آوردن داده های عمقی آب زیرزمینی پیوسته مکانی استفاده کردیم. برای اطمینان از اینکه چاه ها از نظر فضایی نماینده هستند، 21 حلقه چاه را برای نظارت مستمر از ژوئیه تا اوایل سپتامبر انتخاب کردیم ( شکل 3).). پایش نشان داد که میانگین تغییرات سطح آب زیرزمینی تنها 0.1 متر بود. برای دستیابی به دید واقعی تر از عمق آب زیرزمینی در حوضه، از عمق اندازه گیری شده آب زیرزمینی به عنوان متغیر اصلی و چند دریاچه کوچک و مکان گره رودخانه در حوضه به عنوان متغیر کمکی استفاده کردیم و از روش کوکریجینگ نرم افزار ArcGIS استفاده کردیم. برای درونیابی [ 50]. همکریجینگ گسترش کریجینگ معمولی است که در آن بهترین روش تخمین متغیرهای منطقه‌ای از یک ویژگی واحد به دو یا چند ویژگی منطقه‌ای هم افزایی توسعه داده می‌شود و از یک یا چند متغیر کمکی استفاده می‌شود. این متغیرهای کمکی که درون یابی و تخمین زده می شوند، با متغیرهای اصلی مرتبط هستند و فرض بر این است که از همبستگی بین متغیرها برای بهبود دقت هدف پیش بینی اصلی استفاده می شود [ 51 ]. درون یابی عمق آب زیرزمینی عمدتاً بر اساس معادله زیر است:

ز(ایکس0) =1nλiز1(ایکسمن) +1مترλjز2(ایکسj)ز∗(ایکس0)=∑من=1��1منز1(ایکسمن)+∑�=1متر�2�ز2(ایکس�)

جایی که x مکان متغیر است، ز(ایکس0)ز∗(ایکس0)مقدار پیش بینی شده برای موقعیت x ، مقدار اندازه گیری شده متغیر اولیه است، ز2(ایکسj)ز2(ایکس�)مقدار اندازه‌گیری شده متغیر کمکی است، λ وزن‌های کوکریجینگ برای Z ، n تعداد متغیر اولیه، و m تعداد متغیر کمکی است.

2.5. توضیحات و راه اندازی مدل

آب زیرزمینی برای پیش‌بینی تغییرات سطح آب زیرزمینی در حوضه تحت بهره‌برداری ترکیبی از چندین معادن زیرزمینی و برای مطالعه تغییر در منابع آب زیرزمینی با استفاده از سطح آب شبیه‌سازی‌شده شبیه‌سازی شد. گردش سیستم آب زیرزمینی با استفاده از مدل آب زیرزمینی MODFLOW، بر اساس قانون دارسی و پایه Dupuit، شبیه‌سازی شد که به طور گسترده در تحقیقات آب‌های زیرزمینی استفاده می‌شود [ 52 ، 53]. MODFLOW در بستر نرم افزار GMS برای شبیه سازی حوضه پیاده سازی شد. از طریق شبیه‌سازی عددی تفاوت محدود MODFLOW، HRB به طور متوسط ​​به مش مربع 200 ردیف و 200 ستون تقسیم شد. در نهایت حوضه به 20986 شبکه تقسیم شد. برای ایجاد مدل، داده های هیدرولوژیکی، اطلاعات هیدروژئولوژیکی، داده های هواشناسی و داده های سطح آب زیرزمینی از منابع مختلف به دست آمد. اطلاعات حفاری زمین شناسی و داده های ارتفاع توپوگرافی در مرحله اولیه مدل مورد نیاز است. پارامترهای هیدروژئولوژیکی، سطح آب، تبخیر و بارندگی به عنوان نیروهای محرک چرخه هیدرولوژیکی استفاده شدند. برای میدان اولیه جریان آب زیرزمینی، داده‌های مهمی از طریق بررسی آب‌های زیرزمینی از آوریل تا می 2019 به دست آمد. مقادیر شبیه سازی شده و اندازه گیری شده با توجه به معیارهای ارزیابی مختلف مقایسه شدند و مدل با برازش مقادیر واقعی بهینه شد. در نهایت از مدل بهینه شده برای پیش بینی شرایط آینده استفاده شد. در شبیه‌سازی آب‌های زیرزمینی، مقادیر ضریب ورودی برای انطباق با شرایط زمین نیاز به تنظیمات در یک محدوده معین داشت.

به منظور ایجاد یک مدل موثر آب زیرزمینی، سیستم آبخوان به سه لایه متشکل از سفره‌های کواترنر، سفره‌های کرتاسه و لایه‌های ژوراسیک بالای درز زغال‌سنگ ۲ # با در نظر گرفتن سنگ‌شناسی طبقات، وقوع آب‌های زیرزمینی و ویژگی‌های هیدرودینامیکی منطقه مورد مطالعه تعمیم داده شد. علاوه بر این، شرایط مرزی و ساختار داخلی منطقه مورد مطالعه با توجه به رابطه واقعی بین تامین و دبی آب تعمیم داده شد ( شکل 4).). آبخوان فریاتیک در حوضه از طریق فرآیندهای سطحی مانند نفوذ بارش، تبخیر و زهکشی و آبیاری زمین های کشاورزی به طور مستقیم با جو و تبادل آب عمودی مرتبط است. حرکت افقی آب های زیرزمینی با توجه به توپوگرافی و ویژگی های زمین شناسی منطقه مورد مطالعه تعیین می شود. بر اساس توصیف دقیق مدل مفهومی هیدروژئولوژیک سیستم آب زیرزمینی، یک مدل ریاضی از حوضه ایجاد شد. این مدل سه بعدی و اختلاف محدود جریان آب زیرزمینی بر اساس معادله جریان آب زیرزمینی، ترکیب شده با مدل ریاضی سه بعدی جریان غیر پایدار است. مدل در GMS تجسم شد. مدل نهایی ریاضی حوضه به شرح زیر است:

∂ x(کساعت∂ ساعت∂ x) +∂ سال(کساعت∂ ساعت∂ سال) +∂ z(کz∂ ساعت∂ z) + دبلیو=μس∂ ساعت∂ t∂∂ایکس(کساعت∂ساعت∂ایکس)+∂∂�(کساعت∂ساعت∂�)+∂∂�(ک�∂ساعت∂�)+دبلیو=�س∂ساعت∂تی
|0 = ساعت0( x ، y، z( x ، y ، z) ∈ Ω  ساعت|تی=0 = ساعت0(ایکس،�،�) (ایکس،�،�) ∈ Ω
ک∂ ساعت∂ n∣∣∣Γ q ( x ، y، z( x y ، z) ∈ Ω  ک∂ساعت∂�|Γ = �(ایکس،�،�،تی) (ایکس،�،�) ∈ Ω
، y، z، تی )|И ، y  ، z) ∈ Ω  ساعت(ایکس،�،�،تی)|И = ساعت (ایکس،�،�) ∈ Ω
کrآمr(اچr− h ) =سrک�آم�(اچ�-ساعت)=س�

جایی که μس�سضریب ذخیره آب است، h ارتفاع یا ارتفاع آب زیرزمینی (m) است. کساعتکساعتهدایت هیدرولیکی در جهت افقی (m/d) است. کzک�هدایت هیدرولیکی در جهت عمود بر (m/d)، W قدرت منبع و سینک (m 3 /d)، q ( x ، y ، z ، t ) تابع ورودی یا خروجی از یک واحد سطح است. واحد زمان شرط مرزی دوم، Γ مرز جریان، И مرز سر، Ω محدوده مدل است، کrک�ضریب نفوذپذیری رودخانه (m/d) است. مrم�ضخامت رسوب کانال رودخانه (m) است، اچrاچ�سطح آب در رودخانه (m) است، و سrس�جریان جریان (m3 / d) است.

با توجه به ویژگی‌های سفره‌های زیرزمینی حوضه و توزیع میدان جریان آب زیرزمینی، سفره‌های آب کم‌عمق در حوضه آبخیز به دو دسته مرزی جریان و سفره‌های مرزی بسته تقسیم شدند. در امتداد جهت جریان آب زیرزمینی، شمال حوضه، مرز تغذیه و جنوب، مرز تخلیه است. رودخانه Hailiutu آب را از تخلیه مداوم آب زیرزمینی دریافت می کند، و بنابراین به عنوان یک زهکش شبیه سازی شد [ 21 , 36]. به منظور توصیف جزئیات فرآیند تخلیه رودخانه، مسیر رودخانه به 7 بخش تقسیم شد و جریان واقعی در هر بخش اندازه‌گیری شد. جریان متوسط ​​اندازه گیری شده به مدل وارد شد. آبخوان phreatic در HRB به طور مستقیم توسط بارش جوی شارژ می شود. از آنجایی که زمین شنی با نرخ نفوذ بالا، پوشش گیاهی کمیاب در سطح و ظرفیت تبخیر کم مشخص می شود، سطح آزاد آبخوان فریاتیک به عنوان سطح مرزی تغذیه عمودی در نظر گرفته می شود. در تنظیمات مدل، بارش مستقیماً آب زیرزمینی را شارژ می کند و تبخیر تحت تأثیر عمق آب زیرزمینی قرار می گیرد. علاوه بر این، چاه های آبیاری زمین های کشاورزی به طور مساوی در حوضه توزیع شده است که می تواند به عنوان تخلیه سطحی منابع آب زیرزمینی در نظر گرفته شود. برای شبیه سازی فرآیندهای شارژ و تبخیر،54]، با داده های به دست آمده از بارش و تبخیر اندازه گیری شده در ایستگاه های هواشناسی شهر یولین در نزدیکی حوضه. شرایط جریان آب زیرزمینی همه سفره‌های زیرزمینی در منطقه مورد مطالعه اساساً مشابه است، اما پارامترهای هیدروژئولوژیکی از نظر مکانی متفاوت است. پارامترهای هیدروژئولوژیکی عمدتاً از طریق آزمایش‌های پمپاژ تعیین شدند، اما پارامترهای هیدروژئولوژیکی اولیه شبیه‌سازی‌شده توسط مدل ممکن است با وضعیت واقعی مطابقت نداشته باشند. این به این دلیل است که پارامترهای به دست آمده توسط آزمایش پمپاژ فقط داده های نقطه ای هستند، در حالی که مدل به داده های منطقه نیاز دارد. با توجه به ویژگی‌های میدان آب زیرزمینی و داده‌های هیدروژئولوژی جمع‌آوری‌شده در طول بررسی زمین‌شناسی، بر اساس پارامترهای هیدروژئولوژیکی، آبخوان فریاتیک به ۴ زون (کواترنر) و ۳ زون (کرتاسه) تقسیم شد.شکل 5 ). آب‌های زیرزمینی در منطقه مورد مطالعه عمدتاً توسط بارش جوی تغذیه می‌شوند و ضریب نفوذ بارش توسط ویژگی‌های ژئوتکنیکی سطح تعیین می‌شود. ضرایب نفوذ بارندگی 0.34 (شن بادی)، 0.26 (شن دریاچه‌ای)، 0.29 (شن رسوب دره)، 0.07 (لس بادی) و 0.09 (ماسه سنگ کرتاسه) برای پنج ناحیه لایه بالایی است ( شکل 1 ج). . حد عمق تبخیر فریاتیک با توجه به دانش اولیه محقق 4 متر تعریف شد. سهمیه آب برای آبیاری زمین های کشاورزی از مشاهدات واقعی ثبت شد.

2.6. کالیبراسیون و اعتبارسنجی مدل

از طریق کالیبراسیون دقیق سطوح آب اندازه گیری و محاسبه شده، جریان آب زیرزمینی در HRB با موفقیت شبیه سازی شد. سطح واقعی آب زیرزمینی و میدان جریان به طور عمده با کالیبراسیون آزمون و خطا برازش داده شد، به طوری که سطوح آب زیرزمینی شبیه‌سازی شده به طور منطقی با مقادیر مشاهده‌شده هماهنگ هستند. داده های سطح آب زیرزمینی مشاهده شده از جولای 2019 تا دسامبر 2019 (در مجموع 184 روز) برای کالیبراسیون مدل استفاده شد. برای اطمینان از اینکه تغییر دینامیکی در سطح آب زیرزمینی شبیه‌سازی شده تا حد امکان به داده‌های مشاهده‌شده نزدیک است، پارامترهای هیدروژئولوژیکی دائماً تنظیم می‌شد [ 55 ]]. در پایان شبیه سازی (184 روز)، تفاوت معنی داری بین میدان جریان آبخوان بدون فشار شبیه سازی شده و میدان جریان آب زیرزمینی اندازه گیری شده مشاهده نشد.
همانطور که در شکل 6 و شکل 7 نشان داده شده است ، سطح آب زیرزمینی شبیه سازی شده و سطح آب زیرزمینی مشاهده شده با خواص هیدرولیکی آب زیرزمینی حوضه مطابقت دارد. سطح آب زیرزمینی چاه‌های مشاهده بلندمدت ما در Huhetala و Xinmiaotan مطابقت خوبی با مقادیر شبیه‌سازی شده دارد. با توجه به بررسی متمرکز 21 حلقه چاه منتخب در ابتدای هر ماه از جولای تا سپتامبر، سطح آب در چاه های مشاهده ای با مقادیر شبیه سازی شده مطابقت دارد ( شکل 7).). همچنین حداکثر خطای سطح آب زیرزمینی بین داده‌های مشاهده شده و داده‌های شبیه‌سازی شده دو چاه مشاهده‌ای 0.5 متر بود که در مقایسه با تغییرات طبیعی سطح آب زیرزمینی ناچیز است. در فرآیند برازش، پارامترهای هیدروژئولوژیکی به عنوان داده‌های مهم، بارها و بارها به صورت دستی تنظیم شدند تا وضعیت واقعی را برآورده کنند و در نهایت توزیع مکانی پارامترهای هیدروژئولوژیکی مشخص شد. پارامترهای هیدروژئولوژیکی تعیین شده پس از تأیید مدل در جدول 2 نشان داده شده است. علاوه بر این، همانطور که در جدول 3 نشان داده شده استترم دبی در حوضه اساساً برابر با عبارت تغذیه بود که نشان می‌دهد چرخه آب HRB در حالت تعادل دینامیکی است و بیشتر نشان می‌دهد که تعمیم چرخه منابع آب در منطقه مورد مطالعه معتبر است. تغذیه آب زیرزمینی عمدتاً از طریق بارش شهاب‌سنگ و تغذیه جانبی و زهکشی عمدتاً از طریق تبخیر سطحی، سرریز به آب‌های سطحی، تخلیه جانبی آب‌های زیرزمینی و بهره‌برداری مصنوعی صورت می‌گیرد. نتایج تایید نهایی نشان می دهد که مدل آب زیرزمینی HRB الزامات دقت را برآورده می کند، که می تواند ویژگی های هیدرولیکی سیستم آب زیرزمینی در حوضه را منعکس کند و می تواند برای پیش بینی تغییر سطح آب زیرزمینی در حوضه پس از استخراج زغال سنگ استفاده شود.

2.7. ورودی معدن

به منظور اطمینان از ایمنی استخراج زیرزمینی، آب های زیرزمینی در سفره فوقانی درز زغال سنگ و هجوم آب تخلیه می شود که به طور قابل توجهی بر میدان جریان آب زیرزمینی سفره زیرزمینی و گردش طبیعی منابع آب زیرزمینی در منطقه تأثیر می گذارد. با استفاده از مدل عددی تعیین شده جریان آب زیرزمینی، رابطه بین سطح آب زیرزمینی و زهکشی در منطقه معدن را می توان به صورت کمی توصیف و پیش بینی کرد و تأثیر احتمالی آن را تجزیه و تحلیل کرد. برای پیش‌بینی، زهکشی معدن زغال‌سنگ باید ابتدا به مدل وارد شود، در حالی که سایر داده‌های هیدرولوژیکی بدون تغییر باقی می‌مانند. پس از استخراج درز زغال سنگ، تغییر شکل و شکست لایه های پوشاننده باعث ایجاد مناطق غاردار، شکسته، و تغییر شکل پیوسته می شود [ 6 ، 56 ].] که دلیل اصلی تغییر سیستم آب زیرزمینی است. با توجه به اینکه منطقه مورد مطالعه دارای درزهای زغال سنگ ضخیم برای استخراج معدن است، ضخامت ترکیبی مناطق غاردار و شکسته با سفره های اصلی زهکشی شده مطابقت دارد. از طریق بررسی میدانی منطقه مورد مطالعه و معادن زغال‌سنگ اطراف، ناحیه شکستگی رسانای آب معدن زغال‌سنگ تنها در ناحیه بالای سطح کار ایجاد می‌شود و لایه‌های خارج از سطح معدن تا حد زیادی بی‌تأثیر باقی مانده‌اند. بنابراین، ضخامت موثر لایه زهکشی به عنوان فاصله بین مرز بالایی ناحیه شکسته با جریان آب و مرز پایینی درز زغال سنگ تعریف می شود. با توجه به وضعیت فعلی درزهای ذغال سنگ مدفون عمیق در HRB [ 45]، با استخراج زغال سنگ، بزرگترین لایه رسانای آب فقط شامل سازند ژوراسیک می شود و با فاصله معینی از کف کرتاسه جدا می شود. این فاصله در معدن زغال سنگ Yinpanhao (Yph) 100.87 متر، در معدن زغال سنگ Dahaize (Dhz) 94.22 متر و در معدن زغال سنگ Balasu (Bls) 110.9 متر خواهد بود. چاه های پمپاژ برای شبیه سازی جریان ورودی معدن به لایه زهکشی که قبلاً بر اساس منطقه معدن اول تعریف شده بود، گسترش یافتند. بر اساس گزارش پیش‌بینی ورودی‌های آب معدنی جمع‌آوری‌شده، آب زه‌کشی سه معدن زغال‌سنگ 13549.8 مترمکعب در روز (Yph)، 35520 مترمکعب در روز (Dhz) و 37000.8 مترمکعب بوده است ./d (Bls)، و حجم استخراج برنامه ریزی شده از سه معدن زغال سنگ 15 Mt/a (Yph)، 15 Mt/a (Dhz) و 10 Mt/a (Bls) بود. آب زهکشی بلس برابر با ضز بود و آب زهکشی یف کمترین مقدار را داشت. آب زهکشی با توجه به موقعیت معادن زغال سنگ در حوضه به تدریج از بالادست به پایین دست افزایش یافت.

3. نتایج و بحث

3.1. رابطه بین پوشش گیاهی و عمق آب زیرزمینی

در مقایسه با استفاده از تنها عمق آب زیرزمینی به عنوان عامل درون یابی، درون یابی کوکریجینگ نتایجی را با توزیع فضایی هموارتر بدون هیچ گونه ویژگی تجمع نقطه ای ناگهانی ارائه می دهد که می تواند توزیع فضایی آب زیرزمینی را بهتر منعکس کند [ 57 ]. بنابراین، طی بررسی میدانی 100 حلقه چاه ( شکل 3 ) در اکتبر 2019، عمق آب زیرزمینی حوضه ( شکل 8)الف) با درونیابی کوکریجینگ به دست آمد. نتایج نشان می دهد که عمق آب زیرزمینی تنوع فضایی گسترده ای را در سراسر منطقه مورد مطالعه نشان می دهد. به طور خاص، عمق آب های زیرزمینی در مناطق جنوب و شمال غربی نسبتا زیاد است که عمدتاً در خط الراس لس و تپه های شنی مرتفع توزیع شده است. در مقیاس حوضه، مناطقی با عمق مناسب آب زیرزمینی برای پوشش گیاهی عمدتاً در بخش های بالایی و میانی توزیع شده اند. با توجه به نتایج توزیع نوع کاربری اراضی ( شکل 8 ب)، پوشش گیاهی در نواحی با عمق مناسب آب زیرزمینی نسبتاً زیاد است و در قسمت میانی و بالایی حوضه متمرکز است. مقایسه شکل 8a،b، می توان مشخص کرد که محل عمق کم آب های زیرزمینی با منطقه سبز غالب، که نقاط تجمع مرکزی را نشان می دهد، منطبق است. بر این اساس، نمودار فرکانس هر پیکسل به صورت تجمعی رسم شد و ارزش نقاط تجمع مرکزی بر اساس شرایط زیر تعیین شد: نوع کاربری اراضی به سمت سبز با وضوح 1500 متر و پیکسل‌های رو به سبز غالب بر سایر طبقه‌بندی‌های کاربری اراضی. وابستگی زمین به سمت سبز به عمق آب زیرزمینی با سازماندهی جفت داده های زمین سبز و عمق آب زیرزمینی بر روی نقشه پایه یکسان بررسی شد ( شکل 8).ج). نمودار نتایج نهایی، 34 نقطه تجمع مرکزی اراضی سرسبد را نشان می‌دهد که 24 درصد در مناطق با عمق آب زیرزمینی کمتر از 3 متر و 11.17 درصد در مناطق با عمق آب زیرزمینی بیش از 10 متر پراکنده شده‌اند.
الگوی فضایی غالب توزیع زمین سبز در HRB در شکل 8 ب ارائه شده است. زمین Greensward به وضوح یک طاقچه نسبتا مستقل در فضا را اشغال می کند که به عمق آب زیرزمینی مربوط می شود و به طور غیر مستقیم وابستگی های مختلف آن را به شرایط مختلف عمق آب زیرزمینی منعکس می کند. تعداد پیکسل زمین سبز به سمت سبز از داده های LUCC شمارش شد و 82 درصد از منطقه سبز در مناطقی با عمق آب زیرزمینی 0-4 متر توزیع شد ( شکل 9)). از رابطه بین توزیع عمق آب زیرزمینی و تعداد پیکسل های سبز رو به سبز، عمق آب زیرزمینی 4 متر می تواند یک آستانه مهم است. در خاک شنی بادی، علف تنها زمانی می تواند به طور معمول رشد کند که ریشه های عمیق چمن به آب های زیرزمینی دسترسی داشته باشند. اگر عمق آب زیرزمینی از عمق ریشه بیشتر شود، بقای چمن به طور قابل توجهی کاهش می یابد. برای مثال، بعید است که زمین های سبز در تپه های شنی توسعه پیدا کنند زیرا سطح آب زیرزمینی بیش از 8 متر است. نتایج نشان می دهد که رشد چمن در مناطقی که عمق آب زیرزمینی بیش از 4 متر است به طور جدی محدود است. قابل ذکر است که آبیاری آب های زیرزمینی نیز تعیین کننده پوشش فضای سبز است. شکل 8 ج نیز این موضوع را تایید می کند، اما این جنبه تمرکز مطالعه ما نیست.
رابطه بین آب های زیرزمینی و پوشش گیاهی اکولوژیکی همیشه یک موضوع مهم برای تحقیق بوده است [ 58 ، 59 ]. به طور خاص، رابطه بین پوشش گیاهی و آب های زیرزمینی در مناطق خشک و نیمه خشک بسیار پیچیده است، جایی که ریشه گیاهان واکنش قوی به تغییرات آب های زیرزمینی دارند [ 60 ]. بحث درباره رابطه بین پوشش گیاهی و عمق آب های زیرزمینی با در نظر گرفتن یک منطقه خاص از HRB به عنوان مثال کافی نیست. برای ارائه جامع ویژگی‌های پوشش گیاهی در مناطق خشک و نیمه‌خشک مناسب برای عمق دفن آب‌های زیرزمینی، ما مطالعات روی پوشش گیاهی و آب‌های زیرزمینی را در مناطق مشابه مقایسه کردیم تا اعتبار نتایج خود را تأیید کنیم [ 61 ، 62 ], 63 , 64 , 65 , 66 ]. همانطور که در جدول 4 نشان داده شده استبرخی از مناطق خشک و نیمه خشک در سراسر جهان دارای محدوده محدودی از سطح آب زیرزمینی برای رشد سالم پوشش گیاهی هستند. اگر از حداقل آستانه آب زیرزمینی مورد نیاز برای رشد پوشش گیاهی فراتر رود، رشد پوشش گیاهی تحت تأثیر قرار می گیرد. به دلیل تفاوت در هیدروژئولوژی، مناطق مورد مطالعه مختلف تفاوت های مشخصی را در آستانه نشان می دهند. با این وجود، با مقایسه نتایج مطالعات قبلی، آستانه عمق دفن آب زیرزمینی برای رشد طبیعی گیاهان تقریباً 2 تا 5 متر است که اساساً با نتایج به‌دست‌آمده در این مطالعه یکسان است. این را می توان با سیستم ریشه محدود گیاهان توضیح داد.

3.2. پیش بینی سطح آب زیرزمینی

با توجه به مدل آب زیرزمینی ایجاد شده پس از تایید، زهکشی سفره های زیرزمینی ناشی از استخراج درز زغال سنگ جدا شد و آب فوران معدن به عنوان خروجی مدل تعیین شد. در نهایت، این مدل برای پیش‌بینی تغییرات آتی در آب‌های زیرزمینی ناشی از استخراج زغال‌سنگ استفاده شد. در مدل از چاه برای شبیه سازی جریان آب ورودی معدن استفاده شد. یک شبیه‌سازی برای هر شبکه اولین منطقه معدن انجام شد و جریان ورودی در لایه زهکشی معدن موثر لایه‌های ژوراسیک درون‌یابی شد. مقدار کل ورودی آب معدنی شبکه ها باید نزدیک به مقدار گزارش پیش بینی ذکر شده قبلی باشد. بنابراین، برای اطمینان از نتایج شبیه‌سازی دقیق، تمام چاه‌های پمپاژ در شبکه‌های توری تنظیم شدند. این چاه ها که نمایانگر جریان آب ورودی معدن هستند، منفی بودند و به طور مساوی در اولین منطقه معدنی Yph، Dhz و Bls توزیع شدند. در مدل، اولین منطقه معدنی از سه معدن زغال سنگ برای برآوردن حجم تولید طراحی شده در آینده در نظر گرفته شد. با اجرای مدل، میدان جریان آب زیرزمینی سفره‌های زیرزمینی در 10 سال آینده (2020-2029) قابل پیش‌بینی است.شکل 10 a جریان شبیه سازی شده آبخوان فریاتیک را در دسامبر 2029 نشان می دهد.
تغییر منحنی میدان جریان نشان دهنده تأثیر زهکشی معدن زغال سنگ است. بنابراین، منحنی میدان جریان آبخوان فریاتیک بالای اولین منطقه معدنی معدن زغال‌سنگ با مناطق دیگر حوضه متفاوت است. می توان مشاهده کرد که حداکثر کاهش ممکن است تا 5 متر (Yph)، 6 متر (Dhz) و 10 متر (Bls) باشد که نشان دهنده سه مخروط فرورفتگی در مرکز سه معدن است. مخروط فرورفتگی تأثیر مشخصی در Yph اعمال می کند، اما تغییر میدان جریان در معادن زغال سنگ Dhz و Bls به دلیل تأثیر حوضه آب زیرزمینی بر شیب هیدرولیکی پیچیده تر است. به طور کلی، فعالیت‌های معدنی بر آب‌های زیرزمینی در سفره‌های زیرزمینی فریاتیک در محدوده خاصی تأثیر گذاشت [ 2 ]]. اندازه فرورفتگی آب های زیرزمینی نه تنها به میزان زهکشی معدن زغال سنگ بلکه با موقعیت جغرافیایی معادن زغال سنگ در حوضه ارتباط نزدیکی دارد. کاهش آشکار سطح آب زیرزمینی برای نشت کف در اولین منطقه معدنی سه معدن زغال‌سنگ مشاهده می‌شود ( شکل 10 ب)، و عمق آب زیرزمینی تغییر قابل‌توجهی در بالادست HRB نشان نمی‌دهد زیرا دور از معدن زغال‌سنگ قرار دارد. سایت های. اساساً مسلم است که با ادامه استخراج زغال سنگ، کاهش آب زیرزمینی به گسترش ادامه خواهد داد و در نتیجه چرخه هیدرولوژیکی حوضه را تحت تأثیر قرار خواهد داد.

3.3. پیش بینی تغییر پوشش گیاهی

با توجه به ساختار تک پوشش گیاهی و محیط حساس منطقه مورد مطالعه، عملکرد اکولوژیکی جامعه پوشش گیاهی مستعد تداخل تغییرات اقلیمی و فعالیت‌های انسانی است که حتی ممکن است پوشش گیاهی اولیه را کاملاً از بین ببرد [ 21 ].]. از آنجایی که HRB منطقه منبع تغذیه حوضه رودخانه Wuding است و بارش منبع اصلی تغذیه آب زیرزمینی در حوضه است، منابع آب زیرزمینی عوامل اکولوژیکی مهمی هستند. زمین سبز در حوضه عمدتا توسط آب های زیرزمینی پشتیبانی می شود. بنابراین عمق آب های زیرزمینی عامل تعیین کننده ای است که توزیع زمین های سبز را کنترل می کند. پوشش چمن و فراوانی وقوع با عمق آب زیرزمینی مرتبط است. با افزایش عمق آب های زیرزمینی، پوشش، تراکم و غنای جمعیت چمن کاهش می یابد. رشد و نمو چمن در مناطقی با عمق مناسب آب زیرزمینی، با فراوانی و پوشش بیشتر بیشتر است. برعکس، در مناطق کم آبی، رشد و نمو چمن نسبتا ضعیف است، با فراوانی وقوع کم و پوشش متناظر.67 ، 68 ]. اگر سطح آب زیرزمینی به زیر 4 متر کاهش یابد، رشد و توسعه پوشش گیاهی سبز در مناطق مرتعی محدود شده و تعداد جمعیت های بیولوژیکی به تدریج کاهش می یابد. از آنجایی که عمق آب های زیرزمینی به کمتر از 7 متر ادامه می دهد، مناطق خشک و سرسبز بدون شک دچار بیابان زایی غیرقابل برگشت خواهند شد. بنابراین حد بالایی برای بقای پایدار پوشش گیاهی سبز موجود را می توان 0 متر و حد پایین را 4 متر تعیین کرد.
با استفاده از MODFLOW برای پیش‌بینی میدان جریان آب زیرزمینی در حوضه پس از 10 سال، ما عمق آب زیرزمینی حوضه آینده را به‌دست آوردیم و نقاط تجمع مرکزی زمین‌های به سمت سبز بر روی توزیع فضایی عمق آب زیرزمینی تعیین شد ( شکل 10 ج). در مقایسه با شکل 8ب، سطح آب زیرزمینی در اولین منطقه معدنی Yph به طور قابل توجهی کاهش یافت و عمق آب زیرزمینی افزایش یافت. تغییر میدان جریان در بالای منطقه معدنی اول باعث افزایش عمق آب زیرزمینی در نزدیکی رودخانه می شود و این منطقه نقطه تجمع مرکزی اراضی سرسبز در حوضه است. افزایش عمق آب های زیرزمینی به طور جدی بر رشد طبیعی پوشش گیاهی چمن تأثیر می گذارد. بنابراین این مناطق نیازمند توجه جدی هستند. همانطور که قبلا ذکر شد، عمق آب زیرزمینی 4 متر یک آستانه مهم است. با این حال، برای انجام اقدامات لازم قبل از رسیدن به خط هشدار، باید به مناطق آسیب دیده در زمانی که عمق آب زیرزمینی به زیر 3 متر می رسد توجه شود. بر این اساس، نقطه تجمع مرکزی زمین سبز در این منطقه به رنگ قرمز مشخص شده است تا دولت و جمعیت محلی را از خطر تخریب آگاه کند. با برچسب گذاری قرمز، چهار منطقه خطر تخریب به سمت سبز در منطقه و اطراف Yph در میانه جریان حوضه متمرکز شدند. همانطور که به وضوح نشان داده شده استشکل 11، عمق آب زیرزمینی پیش بینی شده در این منطقه پس از استخراج زغال سنگ از 3 متر فراتر می رود و نسبت نقاط تجمع مرکزی با عمق آب زیرزمینی بیشتر از 3 متر را به 35 درصد افزایش می دهد. اگرچه پوشش سبز در نزدیکی Dhz و Bls کم است و نقطه تجمع مرکزی اصلی زمین سبز وجود ندارد، باید به تأثیر کاهش سطح آب زیرزمینی بر تنوع پوشش گیاهی اکولوژیکی نیز توجه شود. در نهایت، پیش‌بینی پوشش آب‌های زیرزمینی و علفزار در شرایط چند معدنکاری نشان می‌دهد که چشم‌انداز کلی اکولوژیکی حوضه بدون حفاظت از محیط زیست اکولوژیکی منفی است. از نتایج تحقیقات نهایی، تغییر آب‌های زیرزمینی در 10 سال آینده تنها بر رشد پوشش گیاهی در محدوده مشخصی تأثیر خواهد گذاشت. با این حال،
اگرچه پوشش گیاهی می تواند با تغییرات محیط سازگار شود، برخی از انواع پوشش گیاهی [ 69 ] به مقدار معینی از آب زیرزمینی برای حفظ رشد طبیعی نیاز دارند. با تغییر در آب های زیرزمینی، گیاهان حساس به آب های زیرزمینی ممکن است به طور کامل از منطقه مربوطه ناپدید شوند. اگرچه بحران زیست محیطی ناشی از استخراج زغال سنگ در سطح جهانی گسترده است [ 70 ]، صنعت زغال سنگ به ویژه برای توسعه اقتصادی منطقه ای و امنیت ملی انرژی در مناطق در حال توسعه مهم است. تا زمانی که پیشرفتی در فناوری انرژی های تجدیدپذیر حاصل شود و انرژی های تجدیدپذیر مقرون به صرفه نباشد، معادن زغال سنگ به کار خود ادامه خواهند داد که منجر به بدتر شدن محیط زیست محیطی پس از تخلیه آب های زیرزمینی می شود [ 71 ].]. در واقع بهترین راه حل جلوگیری از استخراج معادن و توقف تخریب است، اما این راه حل برای کشورهای در حال توسعه و کشورهای فقیر قابل اجرا نیست. ما معتقدیم که فعالیت های استخراج زغال سنگ در کشورهای توسعه یافته باید به تدریج متوقف شود و اقدامات انرژی پاک باید به طور فزاینده ای اجرا شود، مانند آلمان [ 72 ]. برای کشورهای در حال توسعه، استخراج منابع زغال سنگ باید با حفاظت از محیط زیست محدود شود. به شرط حفظ پایداری محیط زیست، منابع زیرزمینی باید به تدریج مورد بهره برداری قرار گیرند و بخشی از سود حاصل از استخراج زغال سنگ باید برای مدیریت خطرات ناشی از استخراج زغال سنگ، مانند چین استفاده شود [ 73 ].]. تضاد بین معدن زغال سنگ و حفاظت از محیط زیست مستلزم مداخله اولیه ادارات دولتی است که برای آن پیش بینی تغییرات بالقوه محیطی ناشی از استخراج زغال سنگ و تدوین فعال متعاقب آن سیاست های حفاظت از محیط زیست ضروری است.

4. نتیجه گیری

در این مطالعه، تغییرات میدان جریان آب زیرزمینی فریاتیک ناشی از عمل مشترک چندین معادن زغال سنگ در یک حوضه بررسی شد و میدان جریان آب زیرزمینی در حوضه در چند سال آینده پیش‌بینی شد. نتایج نشان می‌دهد که مدل MODFLOW عملکرد خوبی در شبیه‌سازی قانون تغییرات میدان جریان آب زیرزمینی از خود نشان می‌دهد. قانون حرکت آب های زیرزمینی در حالت طبیعی حوضه ابتدا با شبیه سازی حرکت آب زیرزمینی در حوضه در شرایط غیر معدنی تعیین شد و مدل و همچنین دقت سیستم تکمیل شده تایید شد. زهکشی قابل انتساب به استخراج زغال سنگ زیرزمینی به مدل ایجاد شده MODFLOW وارد شد و تغییرات بالقوه در عمق آب زیرزمینی در سراسر حوضه شبیه‌سازی شد. از طریق همبستگی بین عمق آب زیرزمینی و توزیع زمین سبز به دست آمده با تفسیر سنجش از دور، تأثیر معدن بر توزیع آینده زمین سبز پیش‌بینی شد. نتایج زیر را می توان گرفت:
  • ویژگی های توپوگرافی HRB شامل تپه های شنی خشک و نیمه خشک و پشته های لسی برهنه شده است. پراکندگی اراضی به سمت سبز با ضخامت آبخوان و عمق آب زیرزمینی ارتباط نزدیکی دارد. زمین های گرینسوارد عمدتاً در بالادست و میان دست حوضه، به ویژه در نواحی با عمق آب زیرزمینی کم و سفره های ضخیم تر توزیع شده است. پراکندگی پراکنده زمین های سبز در برخی مناطق به آبیاری پمپاژ مصنوعی مربوط می شود. 34 نقطه تجمع مرکزی زمین سبز در HRB وجود دارد. از این میان، 24 درصد در مناطق با عمق آب زیرزمینی کمتر از 3 متر و تنها 8.82 درصد در مناطق با عمق آب زیرزمینی بیش از 10 متر توزیع شده است. علاوه بر این، علفزار تنها 11.11 درصد از کل مساحت پایین دست حوضه را تشکیل می دهد.
  • عمل ترکیبی چندین معادن زیرزمینی تأثیر شدیدی بر سیستم آبخوان فریاتیک در حوضه دارد و زهکشی معدن زغال‌سنگ میدان جریان را تغییر داده و عمق آب‌های زیرزمینی را افزایش می‌دهد. شبیه‌سازی MODFLOW میدان جریان سفره آب زیرزمینی در سال‌های 2020-2029 نشان می‌دهد که استخراج زغال‌سنگ اثرات مشخصی بر سفره آب زیرزمینی بالای اولین منطقه معدنی خواهد داشت. با این حال، تغییرات در گرادیان هیدرولیکی آب های زیرزمینی ناشی از استخراج زغال سنگ در 10 سال آینده در مقایسه با گرادیان هیدرولیکی ناشی از تفاوت در زمین برجسته نخواهد بود. مدل آب زیرزمینی سه مخروط فرورفتگی آب زیرزمینی را نشان می‌دهد که بر روی سه معدن متمرکز شده‌اند، و حداکثر کاهش ممکن است تا 5 متر (Yph)، 6 متر (Dhz) و 10 متر (Bls) باشد.
  • با توجه به پیش‌بینی تغییرات در عمق آب‌های زیرزمینی ناشی از استخراج ترکیبی معادن زیرزمینی متعدد در HRB، سطح آب زیرزمینی به‌طور چشمگیری در اطراف Yph کاهش می‌یابد و خطرات تخریب را برای چهار نقطه تجمع مرکزی زمین‌های سبز در حوضه ایجاد می‌کند. لازم است اقدامات به موقع برای مقابله با تغییرات انجام شود. اگرچه پوشش اراضی به سمت سبز در اولین منطقه معدنی Dhz و Bls کم است، اما عمق کاهش آب زیرزمینی بیشتر از Yph است و تأثیر آن بر رشد گیاه جدی‌تر است. این رویکرد شبیه‌سازی مرجعی برای پیش‌بینی توزیع پوشش گیاهی با تغییرات در عمق آب‌های زیرزمینی فراهم می‌کند.

منابع

  1. بای، ایکس. دینگ، اچ. لیان، جی. ما، دی. یانگ، ایکس. سان، ن. شو، دبلیو. چانگ، ی. تولید زغال سنگ در چین: پیش بینی های گذشته، حال و آینده. بین المللی جئول Rev. 2018 , 60 , 535–547. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  2. کو، س. شی، ز. وانگ، جی. Han, J. کاربرد چندین رویکرد برای بررسی اتصال هیدرولیکی در سیستم آبخوان های متعدد در میدان زغال سنگ. جی هیدرول. 2021 ، 595 ، 125673. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  3. تائو، ام. چنگ، دبلیو. نی، ک. ژانگ، ایکس. کائو، دبلیو. ارزیابی چرخه حیات معدن زغال سنگ زیرزمینی در چین. علمی کل محیط. 2022 , 805 , 150231. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ PubMed ]
  4. تائو، اس. نیش، جی. ژائو، ایکس. ژائو، اس. شن، اچ. متعجب.؛ تانگ، ز. وانگ، ز. Guo, Q. از بین رفتن سریع دریاچه ها در فلات مغولستان. Proc. Natl. آکادمی علمی ایالات متحده آمریکا 2015 ، 112 ، 2281-2286. [ Google Scholar ] [ CrossRef ][ نسخه سبز ]
  5. شیائو، دبلیو. Lv، X.; ژائو، ی. سان، اچ. لی، جی. ارزیابی انعطاف پذیری اکولوژیکی یک منطقه معدن زغال سنگ خشک با استفاده از شاخص آنتروپی و تجزیه و تحلیل وزنی خطی: مطالعه موردی Shendong Coalfield، چین. Ecol. اندیک. 2020 , 109 , 105843. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  6. ژانگ، جی. شن، ب. استخراج زغال سنگ در زیر سفره های آب در چین: مطالعه موردی. بین المللی جی. راک مکانیک. حداقل 2004 ، 41 ، 629-639. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  7. چن، دبلیو. لی، اچ. Wu, Z. توسعه انرژی غرب چین و انتقال انرژی از غرب به شرق: کاربرد مدل توسعه انرژی پایدار غرب چین. سیاست انرژی 2010 ، 38 ، 7106-7120. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  8. لی، ن. یان، سی. Xie, J. سنجش از دور نظارت بر افزایش سریع اخیر فعالیت معدن زغال سنگ در یک پایگاه انرژی مهم در شمال چین، مطالعه موردی زمین شنی Mu Us. منبع. حفظ کنید. بازیافت. 2015 ، 94 ، 129-135. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  9. جین، جی. یان، سی. تانگ، ی. یین، ی. نظارت بر محیط زیست زمین شناسی معدن و ارزیابی ریسک در مناطق خشک و نیمه خشک. پیچیدگی 2021 ، 2021 ، 3896130. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  10. کائو، دی. ژان، دبلیو. لی، اچ. لی، ایکس. لیو، دی. وی، ی. محیط تکتونیکی و منطقه بندی خطر بلایای زمین شناسی پویا در معادن زغال سنگ در چین. J. China Coal Soc. 2020 ، 45 ، 2376-2388. (به زبان چینی) [ Google Scholar ]
  11. وو، سی. وو، ایکس. زو، جی. Qian، C. پیش بینی جریان آب ورودی معدن و سطح آب زیرزمینی برای عملیات معدن زغال سنگ در میدان زغال سنگ Pangpangta، چین. محیط زیست علوم زمین 2019 ، 78 ، 130. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  12. یو، اس. خو، جی. زو، دبلیو. وانگ، اس. لیو، دبلیو. توسعه یک تکنیک استخراج ترکیبی برای محافظت از فضای کاری زیرزمینی بالای آبخوان محدود از فاجعه هجوم آب. گاو نر مهندس جئول محیط زیست 2020 ، 79 ، 3649–3666. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  13. گونزالس-کویروس، آ. Fernández-Alvarez، JP مفهوم‌سازی و مدل‌سازی جریان آب زیرزمینی عنصر محدود مخزن زیرزمینی زیرزمینی غرق‌شده در حوضه ذغال‌سنگ آستوریا، اسپانیا. جی هیدرول. 2019 ، 578 ، 124036. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  14. وو، کیو. وانگ، ام. خصوصیات ترکیدن و تخلیه آب به معادن زیرزمینی با سیستم های جریان آب زیرزمینی چندلایه در حوضه زغال سنگ شمال چین. هیدروژئول. J. 2006 , 14 , 882-893. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  15. نیش، ز. کنگ، ایکس. سنسوی، ا. کوی، ایکس. چنگ، اف. آگاهی دولت از حفاظت از محیط زیست و نوآوری سبز شرکتی: یک آزمایش طبیعی از قانون جدید حفاظت از محیط زیست در چین. اقتصاد مقعدی خط مشی. 2021 ، 70 ، 294-312. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  16. شیائو، دبلیو. ژانگ، دبلیو. بله، ی. Lv، X.; یانگ، دبلیو. آیا استخراج زیرزمینی زغال سنگ باعث تخریب زمین و آسیب قابل توجهی به اکوسیستم در مناطق نیمه خشک می شود؟ مطالعه ای از دیدگاه سرمایه اکولوژیکی زمین. تنزل دادن توسعه دهنده 2020 ، 31 ، 1969-1989. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  17. چن، دی. فنگ، Q. لیانگ، اچ. گائو، بی. Alam، E. ویژگی های توزیع و ارزیابی خطر زیست محیطی هیدروکربن های آروماتیک چند حلقه ای (PAHs) در محیط معدن زیرزمینی زغال سنگ Xuzhou. هوم Ecol. خطر. ارزیابی کنید. 2019 ، 25 ، 1564-1578. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  18. Quaranta، JD; مک، بی. ون آکن، بی. دوکاتمن، ا. Ziemkiewicz, P. کاربرد عملی تجزیه و تحلیل رقت برای تخمین اثرات کیفیت آب زیرزمینی ناشی از تزریق دوغاب زغال سنگ به فضای خالی معادن زیرزمینی. محیط زیست آب معدن. 2014 ، 33 ، 353-361. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  19. شن، ز. ژانگ، Q. چن، دی. سینگ، VP اثرات مختلف توسعه معدن بر شرایط اکولوژیکی و ذخیره آب زیرزمینی در منطقه خشک در مغولستان داخلی چین. جی هیدرول. 2021 ، 597 ، 125759. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  20. زی، پی. لی، دبلیو. یانگ، دی. جیائو، جی. مدل هیدروژئولوژیکی برای پیش‌بینی آب‌های زیرزمینی در منطقه معدنی شنان، چین. محیط زیست آب معدن. 2018 ، 37 ، 505-517. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  21. ژانگ، اچ. وانگ، X.-S. تأثیر عمق آب های زیرزمینی بر واریانس فضایی شاخص پوشش گیاهی در فلات اوردوس، چین: تجزیه و تحلیل نیمه متغیری. جی هیدرول. 2020 , 588 , 125096. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  22. ژانگ، اچ. شن، ال. ژونگ، اس. الشککی، الف. تحول ساختار اقتصادی و توسعه کم کربن در شهرهای غنی از انرژی: مورد منطقه همجوار استان های شانشی و شانشی، و منطقه خودمختار مغولستان داخلی چین. پایداری 2020 ، 12 ، 1875. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ نسخه سبز ]
  23. وانگ، ایکس. چن، FH; دونگ، ز. Xia، D. تکامل صحرای جنوبی Mu Us در شمال چین در طی 50 سال گذشته: تجزیه و تحلیل با استفاده از پروکسی های فعالیت انسانی و پارامترهای آب و هوا. زمین. تنزل دادن توسعه دهنده 2005 ، 16 ، 351-366. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  24. ژانگ، دی. دنگ، اچ. فعالیت‌های انسانی تاریخی، بیابان‌زایی ناشی از اقلیم را در صحرای مو اوس چین تسریع کرد. علمی کل محیط. 2020 , 708 , 134771. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ PubMed ]
  25. اورلانا، اف. ورما، پ. Loheide, SP; Daly، E. پایش و مدل‌سازی برهمکنش‌های آب و پوشش گیاهی در اکوسیستم‌های وابسته به آب‌های زیرزمینی. کشیش ژئوفیس. 2012 ، 50 ، RG3003. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  26. جین، ایکس. گوا، آر. ژانگ، Q. ژو، ی. ژانگ، دی. یانگ، ز. پاسخ الگوی پوشش گیاهی به شکل زمین و عمق جدول آب متفاوت در حوضه رودخانه Hailiutu، شمال غربی چین. محیط زیست علوم زمین 2014 ، 71 ، 4889-4898. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  27. Lv، J. وانگ، XS; ژو، ی. کیان، ک. وان، ال. ایموس، دی. تائو، Z. توزیع پوشش گیاهی وابسته به آب های زیرزمینی در حوضه آبریز رودخانه Hailiutu، یک منطقه نیمه خشک در چین. Ecohydrology 2013 ، 6 ، 142-149. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  28. ماتا-گونزالس، آر. اورت، جی پی؛ عبدالله، م. مارتین، تغییرات DW در سطح آب زیرزمینی و میکروتوپوگرافی بر جوامع گیاهان بیابانی در مناطق کم عمق آبخوان تأثیر می گذارد. محیط زیست مدیریت 2022 ، 69 ، 45-60. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  29. شائو، جی. ژانگ، دی. گوان، ی. زی، ی. Huang، F. کاربرد مدل SWAT با یک مدول آب زیرزمینی اصلاح شده در حوضه آبریز رودخانه Hailiutu، شمال غربی چین. پایداری 2019 ، 11 ، 2031. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ نسخه سبز ]
  30. ژو، اس. لیو، ی. لیو، اس. لی، دبلیو. وو، ی. Pei, Y. شبیه‌سازی عددی برای توزیع آب زیرزمینی پس از استخراج در منطقه معدنی Zhuanlongwan بر اساس MODFLOW بصری. محیط زیست علوم زمین 2018 ، 77 ، 400. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  31. وو، کیو. لیو، ی. ژو، دبلیو. لی، بی. ژائو، بی. لیو، اس. سان، دبلیو. Zeng, Y. ارزیابی آسیب‌پذیری هجوم آب از سفره‌های زیرزمینی پوشاننده درزهای زغال سنگ در معدن زغال سنگ Menkeqing، چین. محیط زیست آب معدن. 2015 ، 34 ، 258-269. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  32. نور، DD; Donovan، JJ جریان معدن-آب بین معادن ذغال سنگ زیرزمینی غرقابی به هم پیوسته با موانع هیدرولیکی به خطر افتاده. محیط زیست مهندس Geosci. 2015 ، 21 ، 147-164. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  33. مو، دبلیو. وو، کیو. زینگ، ی. کیان، سی. وانگ، ی. Du، Y. استفاده از شبیه‌سازی عددی برای پیش‌بینی آب‌گیری معدن از یک سیستم آب کارست زیر لایه زغال سنگ در حوضه Yuxian، شمال چین. محیط زیست علوم زمین 2018 ، 77 ، 215. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  34. Pande، CB; محرر، KN; سینگ، SK; البلتاگی، ا. فام، QB; پانیرسلوام، بی. Varade، AM; کوادری، S. مدل‌سازی جریان آب زیرزمینی در ناحیه سنگ سخت بازالتی ماهاراشترا، هند. Appl. علوم آب 2022 ، 12 ، 1-14. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  35. یو، ال. لی، جی. ژنگ، جی. لی، ز. تکامل فلات اوردوس و اثرات زیست محیطی. علمی چین سر. د: علوم زمین. 2007 ، 50 ، 19-26. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  36. یانگ، ز. ژو، ی. ونینگر، جی. اولنبروک، اس. وانگ، ایکس. وان، L. تعاملات آب های زیرزمینی و آب های سطحی و اثرات فعالیت های انسانی در حوضه آبریز Hailiutu، شمال غربی چین. هیدروژئول. J. 2017 , 25 , 1341–1355. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  37. جینگ، تی. نیش، ن. زنگ، ی. هوانگ، ایکس. Shi, Z. خواص حوضه آبریز کنترل انتقال رسوب معلق در منطقه متقاطع فرسایش باد-آب. جی هیدرول. Reg. گل میخ. 2022 ، 39 ، 100980. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  38. ژو، اس. لیو، تی. دوان، ال. ژانگ، دبلیو. جی، ر. Sun, L. شبیه سازی و پیش بینی بارش در حوضه رودخانه Hailiutu بر اساس سری زمانی. Res. حفظ آب خاک 2021 ، 28 ، 88-94. (به زبان چینی) [ Google Scholar ]
  39. کو، س. وانگ، جی. شی، ز. ژو، پی. خو، Q. Zhu، Z. تغییرات زمانی خواص هیدرولیکی آبخوان روباره ناشی از استخراج با دیواره بلند در میدان زغال سنگ Ningtiaota، شمال غربی چین. جی هیدرول. 2020 , 582 , 124525. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  40. راسل، جی. گودمن، پی. Cai، F. از گرد و غبار به گرد و غبار: فرسایش باد کواترنری صحرای مو اوس و فلات لس، چین. زمین شناسی 2015 ، 43 ، 835-838. [ Google Scholar ]
  41. کاپ، پی. پولن، آ. پلتیر، جی دی. جین، آر. تنگ، ایکس. لی، ایکس. سی، س. وانگ، دبلیو. پیدایش ذخایر اورانیوم ماسه سنگی در امتداد حاشیه شمالی حوضه اوردوس، چین. Geosci. جلو. 2020 ، 11 ، 215-227. [ Google Scholar ]
  42. نیش، جی. لیو، ی. لیانگ، ایکس. هوانگ، H. ویژگی های هیدروژئولوژیکی و مکانیسم یک درز زغال سنگ غنی از آب در میدان زغال سنگ ژوراسیک، شمال استان شانشی، چین. عرب جی. ژئوشی. 2020 ، 13 ، 1088. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  43. ژانگ، دبلیو. مخزن اولیه اردویسین ماجیاگو از میدان جینگبیان، شمال غربی چین: دولومیت پریتیدال کارستی. کربناتها تبخیر 2004 ، 19 ، 93-106. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  44. یانگ، جی. دونگ، اس. وانگ، اچ. لی، جی. وانگ، تی. وانگ، کیو. تبعیض منبع آب معدن بر اساس ویژگی های هیدروژئوشیمیایی در حوضه شمالی اوردوس، چین. محیط زیست آب معدن. 2021 ، 40 ، 433-441. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  45. چن، دبلیو. لی، دبلیو. او، جی. کیائو، دبلیو. وانگ، کیو. یانگ، ی. تأثیر فضاهای جداسازی بستر ناشی از معدن بر روی یک آبخوان کرتاسه: مطالعه موردی معدن زغال سنگ Yingpanhao، حوضه Ordos، چین. هیدروژئول. J. 2022 ، 30 ، 691-706. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  46. هو، ی. ژن، ال. Zhuang، D. ارزیابی تغییر کاربری و پوشش زمین در گوانگشی، چین. علمی جمهوری 2019 ، 9 ، 2189. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ نسخه سبز ]
  47. لو، ام. چن، جی. تانگ، اچ. رائو، ی. یانگ، پی. Wu, W. تشخیص تغییر پوشش زمین با ادغام مدل ترکیبی داده مبتنی بر شی Landsat و MODIS. از راه دور. حس محیط. 2016 ، 184 ، 374-386. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  48. گوا، ال. Xi، X. یانگ، دبلیو. لیانگ، ال. نظارت بر تغییر کاربری/پوشش زمین با استفاده از داده های سنجش از راه دور در گوانگژو چین. پایداری 2021 ، 13 ، 2944. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  49. آنتوناکوس، آ. لامبراکیس، N. درون یابی فضایی برای توزیع سطح آب زیرزمینی در منطقه ای از زمین شناسی پیچیده با استفاده از ابزارهای GIS به طور گسترده در دسترس. محیط زیست روند. 2021 ، 8 ، 993-1026. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  50. نیکرو، ل. شرکت زارع، م. سپاسخواه، ع. فلاح شمسی، SR عمق و ارتفاع آب های زیرزمینی به روش کریجینگ در حوضه مهر استان فارس در ایران. محیط زیست نظارت کنید. ارزیابی کنید. 2010 ، 166 ، 387-407. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  51. مدنی، ن. Emery، X. مقایسه استراتژی های جستجو برای طراحی محله cokriging برای پیش بینی متغیرهای هم منطقه. استوک. محیط زیست Res. ارزیابی ریسک 2019 ، 33 ، 183-199. [ Google Scholar ] [ CrossRef ][ نسخه سبز ]
  52. سرانو-هیدالگو، سی. گواردیولا آلبرت، سی. هردیا، جی. الورزا تنریرو، اف جی. Naranjo-Fernández، N. انتخاب بسته‌های MODFLOW مناسب برای مدل‌سازی روابط برکه-آب زیرزمینی با استفاده از یک مدل منطقه‌ای. Water 2021 , 13 , 1111. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  53. سریکانت، جی. کراسبی، آر. پیکت، تی. کوی، تی. پیترز، ال. اسلاتر، ای. نورثی، جی. مرین، LE; دیویس، پی. Miotlinski، K. مدل سازی در مقیاس منطقه ای و تجزیه و تحلیل عدم قطعیت پیش بینی کننده اثرات تجمعی آب زیرزمینی از گاز درز زغال سنگ و تحولات معدن زغال سنگ. هیدروژئول. J. 2020 ، 28 ، 193-218. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  54. واسیلوفسکی، پ. وانگ، پی. پوزدنیاکوف، اس. وانگ، تی. ژانگ، ی. ژانگ، ایکس. یو، جی. شبیه سازی مبادلات رودخانه/دریاچه-آب زیرزمینی در حوضه های رودخانه خشک: بهبود محدود شده توسط دینامیک سطح دریاچه و تبخیر و تعرق. Remote Sens. 2022 , 14 , 1657. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  55. سان، دبلیو. وو، کیو. لیو، اچ. جیائو، جی. پیش‌بینی و ارزیابی اختلالات معدن زغال سنگ در سیستم آب زیرزمینی Kailuan به کارست. فیزیک شیمی. زمین. 2015 ، 89 ، 136-144. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  56. شی، ز. هو، ایکس. وانگ، سی.-ای. جفت شدن هیدرومکانیکی در پوسته کم عمق – بینش از سطح آب های زیرزمینی و تصاویر رادار ماهواره ای در یک منطقه معدن. جی هیدرول. 2021 ، 594 ، 125649. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  57. نیو، تی. یو، جی. یو، دی. یو، کیو. هو، ی. لانگ، س. لی، اس. مائو، X. قانون دیفرانسیل و عوامل تأثیرگذار بر عمق آب های زیرزمینی در مناطق کلیدی کشاورزی و دامداری که توسط واحد پاسخ حداقل هیدرولوژیکی هدایت می شوند. Appl. علمی 2020 ، 10 ، 7105. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  58. ایموس، دی. ذوالفقار، س. ویلالوبوس-وگا، آر. هوشمندانه، جی. Huete، A. اکوسیستم های وابسته به آب های زیرزمینی: بینش های اخیر از مطالعات ماهواره ای و میدانی. هیدرول. سیستم زمین علمی 2015 ، 19 ، 4229-4256. [ Google Scholar ] [ CrossRef ][ نسخه سبز ]
  59. نیو، جی. Troch، PA; پانیکونی، سی. اسکات، RL; دورچیک، م. زنگ، ایکس. هاکسمن، تی. گودریچ، دی. پلتیه، جی. چارچوب مدلسازی یکپارچه فرآیندهای اکوهیدرولوژیکی در مقیاس حوضه: 2. نقش یارانه آب توسط جریان زمینی بر پویایی پوشش گیاهی در یک حوضه آبریز نیمه خشک. Ecohydrology 2014 ، 7 ، 815-827. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  60. فن، ی. میگوئز-ماچو، جی. Jobbágy، EG; جکسون، RB; Otero-Casal، C. تنظیم هیدرولوژیکی عمق ریشه‌زایی گیاه. Proc. Natl. آکادمی علمی ایالات متحده آمریکا 2017 ، 114 ، 10572–10577. [ Google Scholar ] [ CrossRef ][ نسخه سبز ]
  61. مک لندون، تی. هابارد، پی جی. مارتین، DW تقسیم بندی استفاده از رطوبت حاصل از بارش و آب های زیرزمینی توسط پوشش گیاهی در یک اکوسیستم خشک در کالیفرنیا. J. محیط خشک. 2008 ، 72 ، 986-1001. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  62. اسکات، RL; هاکسمن، تی. ویلیامز، دی جی؛ اثرات اکوهیدرولوژیکی گودریچ، دی سی تجاوز گیاه چوبی: الگوهای فصلی تبادل آب و دی اکسید کربن در یک محیط ساحلی نیمه خشک. گلوب. چانگ. Biol. 2006 ، 12 ، 311-324. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  63. خو، H.-L. مائو، ی. لی، جی.-ام. تغییرات در سطح آب های زیرزمینی و واکنش پوشش گیاهی طبیعی به انتقال آب به پایین دست رودخانه تاریم. جی. محیط زیست. علمی 2007 ، 19 ، 1199-1207. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  64. ژانگ، دبلیو. ژائو، ال. یو، ایکس. ژانگ، ال. وانگ، NA تخمین تبخیر و تعرق آب زیرزمینی با استفاده از نوسانات روزانه سطح آب زیرزمینی در زیر سه پوشش گیاهی در پس‌زمینه صحرای Badain Jaran. Adv. هواشناسی 2020 ، 2020 ، 8478140. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  65. الشهری، ف. سلطان، م. کرکی، س. الواقدانی، ای. آلسفری، اس. الحربی، ح. سحور، ح. استورچیو، ن. نقشه‌برداری از توزیع وقوع آب‌های زیرزمینی کم عمق با استفاده از مدل‌سازی آماری مبتنی بر سنجش از دور در جنوب غربی عربستان سعودی. Remote Sens. 2020 , 12 , 1361. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  66. وانگ، ز. وانگ، دبلیو. ژانگ، ز. هو، ایکس. دوان، ال. یائو، دی. ارزیابی اثر عمق جدول آب بر روی پوشش گیاهی ساحلی در امتداد میانه و پایین رودخانه ماناسی، شمال غربی چین. هیدروژئول. J. 2021 ، 29 ، 579-589. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  67. جیا، ال. جیائو، آر. لیائو، ز. لانگ، ی. بررسی وضعیت فعلی کیفیت زیست محیطی و نیاز به آب در مورد پوشش گیاهی علفزار در مناطق آزاد پاستورل. روستایی چین Water Hydropower 2013 , 6 , 49–52+56. (به زبان چینی) [ Google Scholar ]
  68. فن، ال. هو، جی. Tao, Z. ویژگی های آب های زیرزمینی و ارتباط آن با پراکندگی پوشش گیاهی در سازند سارا ووسو صحرای مو ایالات متحده. J. حفظ آب خاک. 2018 ، 32 ، 151-157. (به زبان چینی) [ Google Scholar ]
  69. نیو، جی. نیش، YH; چانگ، LL; جین، جی. یوان، اچ. Zeng, X. افزایش پاسخ اکوسیستم نوح-MP به خشکسالی با نمایش صریح ذخیره آب گیاهی که توسط جذب دینامیک آب ریشه تامین می شود. J. Adv. مدل. سیستم زمین 2020 , 12 , e2020MS002062. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  70. کرل، ام. ایروین، دی. ورنر، آ. McGrath، C. Science در تایید بزرگترین معدن زغال سنگ استرالیا کنار گذاشته شد. نات حفظ کنید. 2020 ، 3 ، 644-649. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  71. ما، س. وو، جی. او، سی. Fang, X. سرعت، مقیاس، و اثرات زیست محیطی و اقتصادی استخراج سطحی زغال سنگ در فلات مغولستان. منبع. حفظ کنید. بازیافت. 2021 ، 173 ، 105730. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  72. کسلر، تی. موگووا، ای. جاسنوفسکی-پیترز، اچ. رایندر، تی. استمکه، م. ولکرزدوفر، سی. هیلبرگ، اس. ملچرز، سی. استراک مایر، دبلیو. ویبر، جی. آب‌های زیرزمینی در مناطق سابق معدن زغال‌سنگ آلمان – دیدگاهی علمی در مورد سیل معادن. Grundwasser 2020 ، 25 ، 259-272. [ Google Scholar ] [ CrossRef ]
  73. خو، جی. Lv، C.; ژانگ، ام. یائو، ال. Zeng، Z. روش بهینه‌سازی مبتنی بر استراتژی تعادل برای درگیری زغال‌سنگ آب: چشم‌اندازی از چین. جی. محیط زیست. مدیریت 2015 ، 160 ، 312-323. [ Google Scholar ] [ CrossRef ] [ PubMed ]
شکل 1. موقعیت منطقه مورد مطالعه: ( الف ) موقعیت حوضه رودخانه مورد مطالعه در چین. ب ) محل چاه ها، ایستگاه های هیدرولوژیکی و اولین مناطق استخراج معادن زغال سنگ در حوضه. ( ج ) سایت های حفاری گمانه و پیشینه زمین شناسی.
شکل 2. برش چینه نگاری شماتیک منطقه مورد مطالعه.
شکل 3. درونیابی عمق آب زیرزمینی و مکان چاه.
شکل 4. تقسیم مناطق تغذیه و تخلیه در حوضه.
شکل 5. مدل جامد هیدروژئولوژیکی سه بعدی و پارتیشن بندی پارامترهای هیدروژئولوژیکی.
شکل 6. مقایسه سر مشاهده شده و سر محاسبه شده.
شکل 7. مقایسه سر رصد و هد محاسبه شده 21 چاه پایش مستمر ماهانه.
شکل 8. ( الف ) درون یابی عمق آب زیرزمینی در حوزه آبخیز. ب ) توزیع نوع کاربری اراضی سبز در حوزه آبخیز. ( ج ) موقعیت مرکز زمین سبز در حوضه آبخیز (رنگ های میدان جریان آب زیرزمینی برای کنتراست روشن می شوند).
شکل 9. ناحیه توزیع عمق آب زیرزمینی و تعداد پیکسل های سبز رو به سبز.
شکل 10. ( الف ) میدان جریان شبیه سازی آب زیرزمینی در حوزه آبخیز. ( ب ) درون یابی عمق آب زیرزمینی شبیه سازی شده در حوزه آبخیز. ( ج ) مکان مراکز تجمع به سمت سبز در حوضه آبخیز (رنگ های میدان جریان آب زیرزمینی برای کنتراست روشن می شوند).
شکل 11. نسبت و تعداد مراکز تجمع به سمت سبز در اعماق مختلف آب های زیرزمینی.

بدون دیدگاه

دیدگاهتان را بنویسید