① 優化資源開發模式 加強經濟利益調節——關於礦山生態環境保護與治理的調研報告
編者按 如何轉變舊的過度消耗資源、破壞生態環境的發展模式；如迅仔何轉變舊的發展理念，科學配置資源，建立有效的保護生態環境政策體系，實現經濟、社會、生態協調發展戰略，是當前亟待解決的問題。在這個背景下，遵循人地協調發展的規律，合理利用礦產資源，把礦業活動限制在資源承載力和生態環境容量許可的限度內，特別是保護昌昌旦和治理恢復礦山生態環境，成為目前礦政管理工作一項重要課題。
前不久，受環境保護部科技標准司的委託，國土資源部咨詢研究中心承擔了《關於建立建全我國保護生態環境政策的建議》課題項目。項目組先後赴江西、浙江兩省重點開展對江西省德興銅礦和浙江省舟山市慶豐採石場礦山生態環境保護與治理工作的實地調研，以科學發展觀為指導，通過綜合分析研究我國資源開發與生態環境保護中存在的主要問題，著力從體制、機制、法律、法規、管理監督等方面提供政策依據，提出一些符合客觀實際和可操作性政策建議。現將調研報告的精華部分選編刊發，謹供讀者學習交流。
一、現狀：我國礦產資源開發的雙重效應
礦業開發為我國經濟社會發展提供了大量的物質資源，對經濟社會發展起了巨大的推動作用，產生巨大的經濟效益，但同時也對生態環境造成不同程度的負面影響，礦產資源開發產生雙重效應：一是礦產資源開發為我國經濟的增長、財富的積累和擴大就業等方面發揮了積極的作用，為國家經濟和社會的繁榮與穩定作出了巨大貢獻。二是礦產資源開發同時也引起生態環境問題，往往帶來污染環境、破壞生態、誘發地質災害等方面的不利影響。
(一)礦產資源開發帶來經濟與社會的繁榮與穩定
礦產資源作為生產資料，是生產力組成要素，是生產力發展的重要物質基礎。開發礦產資源對於推動經濟社會發展，促進財富積累，增加就業崗位發揮了重要作用。
進入21世紀，由於國內需求和全球礦業市場的雙重拉動，我國礦業獲得持續高速發展。2005～2007年，我國礦業產值在全國工業增加值、工業總產值以及GDP總體上佔1/10，礦業已成為我國國民經濟的重要支柱。在資源全球化的今天，資源的佔有、資源的開發以及資源的爭奪已成為當今處理國際關系的重要內容。目前，全球經濟危機嚴重沖擊礦業市場，礦產品價格大幅下跌。但我國工業化、城鎮化階段，經濟社會發展對礦產資源長期依賴的態勢不會改耐擾變，「危」中之「機」是調整結構，夯實基礎，理順關系，蓄勢待發。
(二)礦產資源開發對生態環境造成的不利影響
礦產資源開發產生的負面效應主要是引發生態環境問題，集中反映在污染環境、破壞生態和誘發地質災害等方面。
首先，礦山及其選、冶部門直接排放的廢氣、粉塵及廢渣使大氣污染並產生酸雨，其中以硫化工業和煤炭行業最嚴重，污染物多為煙塵、二氧化硫、氮氧化物、一氧化碳和放射性物質，以及汞、砷、鎘等有害物質。其次，我國礦業活動產生的廢水主要包括礦坑水，選礦、冶煉廢水及尾礦池水等。眾多廢水未經達標處理就隨意排放，甚至直接排入地表水體中，使土壤或地表水體受到污染，其中煤礦、金屬、非金屬礦山的廢水以酸性為主，並多含大量重金屬及銅、鉛、鋅、砷、鎘、六價鉻、汞、氰化物等有毒、有害元素及懸浮物。再其次，礦山尾礦尤其是浮選尾礦中殘留的選礦葯劑有氯化物、氰化物、硫化物、松油、有機絮凝劑、表面活性劑等，受到陽光、雨水、空氣的作用及其相互作用，就會產生有害氣體、液體或酸性水，加劇重金屬的流失，嚴重污染地下水和土壤。此外，礦山的廢石、廢渣的堆存還佔用了大量的土地資源。據有關資料顯示，我國礦業及相關行業固體廢棄物堆存情況相當嚴重，所佔比重超過了總固體廢棄物的85%。
礦山開發對水資源的破壞主要表現在地下水源枯竭或流量減少。疏干排水及廢水廢渣的排放導致地表水、地下水系統失衡，造成大面積疏干漏斗、泉水乾枯、水資源枯竭、河水斷流、地表塌陷，產生地下水降落漏斗和地面沉降，影響礦山地區的生態環境。大規模的采礦活動常使地形發生較大改變，破壞原始地貌。礦山開採在佔用土地的同時，還對耕地、森林、草地等造成了破壞。據不完全統計，我國因采礦佔用的土地面積約586萬公頃，破壞土地157萬公頃，並以每年4萬公頃速度遞增，破壞林地面積166萬公頃，破壞草地面積26.3萬公頃，工礦廢棄地復墾率不到12%。
此外，礦產資源開發不當還會誘發冒頂片幫、地表塌陷與裂縫、滑坡與泥石流等地質災害。冒頂片幫是地下開采空間頂板和邊幫岩石冒落、崩塌，是礦山開采最直接的地質災害。據統計，我國有色金屬地下開采礦山冒頂片幫造成的人員死亡人數占礦山總事故死亡人數的18%。采礦活動引起大面積的地表塌陷，在塌陷同時，地表出現高度、深度不等的裂縫。近十餘年來，金屬礦山地表塌陷呈急劇上升的勢頭。受采礦影響而引起的山體滑坡在全國許多礦山時有發生，廢石堆積體、尾礦庫等都可能誘發泥石流。據調查，全國有9000多座尾礦庫，一半以上沒有安全許可證，大部分是病庫、危庫、險庫。
二、回顧：我國礦山生態環境保護與治理歷程
從20世紀70年代開始，我國礦山生態環境保護與治理經歷了三個發展階段。
礦山生態環境保護與治理制度的初創時期(1972～1984年)。這時期，我國由於環境問題的日益突出和重大環境問題的爆發，開始糾正資源開發過程中對環境造成的危害的行為，並對重大礦山生態環境問題開始進行治理。隨著我國《憲法》的修改完善，我國的生態環境保護工作開始步入依法、有序的發展階段。與此同時，相應的環境保護管理機構開始建立並初具規模，保證了各項環境保護和治理制度的有效實施。
1982年，我國政府先後出台了一系列關於環境保護與治理的法規制度，強調生態環境保護的重要性。但是，針對礦山生態環境的機構和法制建設還未引起全社會的重視，礦山生態環境保護與治理仍然處在一種無序狀態。雖然一些國有大型礦山對礦山環境開始保護與治理，但大多數礦山並未採取有效措施保護與治理礦山環境。20個世紀60、70年代，一些礦山就開始了土地復墾，但復墾率極低，在70年代我國有色金屬礦山復墾率僅12%。
礦山生態環境治理低谷期(1985～1989年)。我國最早的礦山生態環境治理實踐始於1983年，當時以雲南昆陽磷礦為試點，對每噸礦石徵收0.3 元，用於開采區植被及其他生態環境破壞的恢復費用，取得了良好效果。但是，1985年以來，受「大礦大開，小礦放開，有水快流，國家、集體、個人一齊上」思想影響，放鬆了對鄉鎮集體礦山企業和個體采礦活動的控制與管理，形成一哄而上，遍地開花的混亂局面。一些地方亂采亂挖，根本不採取與之相適應的礦山生態環境保護措施，開采技術落後，開發利用效益低下，致使我國礦山生態環境遭到嚴重破壞，生態環境恢復與治理停滯不前，舉步維艱。統計數據表明，20個世紀80年代我國礦山廢氣處理率僅12.24%，有色金屬礦山工業廢水復用率58%，土地復墾率停滯不前。一些中小礦山對生態環境破壞尤為嚴重。
礦山生態環境保護與治理有序開展期(1990年至今)。此時，我國相應的礦山生態環境治理機構逐步建立，國家和有關政府部門制定和出台了一系列環境保護的法律、法規、標准以及相關政策措施，使礦山生態環境保護與治理逐步進入法制軌道，呈有序發展態勢。原地質礦產部成立了地質環境司，專門承擔礦山生態環境保護與治理的政府職能。各地方也相繼成立了地質環境處及地質環境監測中心(站)，逐步完善礦山生態環境保護與治理的組織機構建設。
2002～2005年，國土資源部組織完成了《全國礦山地質環境調查與評估》工作，並發出《關於開展省級礦山環境保護與治理規劃編制工作的通知》。除此之外，國土資源部和各產業部門還制定了一系列礦山生態環境保護與治理的制度、政策和措施，一些地方性法規中也涉及到礦山生態環境保護。在實際操作中，國土資源部已嚴格限制對生態環境有較大影響的礦產資源開發，禁止在自然保護區、重要風景區和重要地質遺跡保護區和地質災害危險區開采礦產，嚴格禁止土法煉焦、煉硫、煉鐵等，加強了對礦山「三廢」治理的監管和查處力度。這樣在很大程度上糾正了礦山開采破壞資源、環境的不正之風，維護了礦山生產的正常秩序。
2009年國土資源部出台的《礦山地質環境保護規定》，是礦山生態環境保護與治理法規建設的重大舉措，將對礦山生態環境保護與治理起到重要的保障和推動作用。
三、案例：礦山生態環境保護與治理典型剖析
項目組選擇對江西省德興銅礦和浙江省舟山市慶豐採石場進行礦山生態環境保護與治理的實地調查與分析研究。一是調研德興銅礦典型礦山生態環境保護與治理情況和問題，分析德興銅礦資源開發對礦區周圍生態環境造成的影響，總結德興銅礦集團創建綠色生態礦山的成功經驗。二是對浙江省進行調研，浙江省不僅在推進我國全面建設小康社會中發揮著引領作用，同時在礦山生態環境保護與治理中也起到了積極的典範帶動作用。通過不斷創新治理模式，制定有效政策措施，礦山生態環境保護與治理已取得了良好治理效果。舟山市慶豐採石場經過幾年的生態環境治理，目前已取得了礦山生態環境根本改善與土地節約集約利用雙豐收。
(一)江西省德興銅礦礦山生態環境保護與治理
江西省德興銅礦是世界五大斑岩銅礦之一，亞洲第一大銅礦山，我國最大的露天采礦場，是全國有色金屬工業的重要生產基地。德興銅礦在大規模開采礦產資源的同時，十分重視生態環境的保護與治理，效果顯著，成績斐然，被譽為全國著名綠色礦山，同時被確定為江西省生態環境監察試點單位之一。
德興銅礦大規模礦產資源開發對礦山及周邊生態環境造成較大影響，主要表現在：一是酸性廢水對大塢河水及兩岸土地造成嚴重污染，水質呈褐色，魚蝦絕跡，種植物減產。二是采場的固體廢棄物占據了大量的土地資源，森林植被減少，形成多個廢石裸露區，改變了這些地區地貌、水系和小氣候特點，產生熱島效應，打破了礦山原有的生態環境格局。
近年來，德興從土地復墾與生態恢復，治理酸性廢水等方面加大了礦山生態環境恢復與治理的力度。從20世紀80年代初，江銅集團就開始進行生態復墾的試驗研究，經過20多年的努力，現在德興銅礦1號尾礦庫近90公頃沙化土地全部被植被覆蓋，壩體上建立了苗圃基地，凈化水池發展水產業，基本實現了生態恢復的目標。從20世紀90年代開始，德興銅礦在露天采礦場邊坡、廢石場等地開展生態恢復實驗，建立植被生態恢復示範基地。截至目前，德興銅礦已完成水龍山廢石場生態復墾工程、銅廠采礦場工程機械工段綠化工程、南山堆浸廠綠化工程、大山廠原礦工段綠化工程、富家塢采礦場綠化工程、富家塢聯絡道綠化工程等等。德興銅礦全礦經過20多年的艱苦奮斗，綠化面積達1110.83萬平方米，綠化率96.80%，綠化覆蓋率達30.28%，職工人均佔有綠地面積897平方米。
被酸性廢水浸泡的大塢河一直是江銅集團治理的重點。2001年通過國際互聯網招標，從加拿大引進HDS先進技術治理酸性廢水。將酸性廢水一分為三，1/3 用於廢石場噴淋浸出銅，每年回收銅金屬1500噸；1/3排入尾礦庫與庫中鹼性水中和後，返回選廠作為生產用水；1/3引入廢水處理站處理達標後排入大塢河，排放的水質已基本達地面水的標准，大大改善了大塢河水環境。
德興銅礦礦山生態環境恢復與治理經驗主要有：轉變觀念，統一認識，齊抓共管，以我為主，不等不靠；堅持「環境影響評價」制度和「三同時」制度、「礦山生態環境保護和復墾履約保證金」制度，以保證礦山建設項目與環境保護項目同步設計、施工、完成；同時，建立了一套完整的礦山生態環境保護與治理機制，走集約化規模生產的道路，通過礦山企業兼並和股份制改制、上市融資擴大經營規模，壯大經濟實力，使公司有能力逐步加大環保投入，也從根本上杜絕了亂采亂挖、盜礦，破壞環境的行為。此外，德興還自覺接受中央和地方政府的監管，積極主動協調好與礦區居民關系，共同參與建設綠色家園活動。
(二)浙江省慶豐採石場生態環境治理復綠工程
浙江省是我國東部經濟比較發達地區，在推進我國全面建設小康社會中發揮著引領作用，同時浙江省大力實施「千礦整治、百礦示範」工程和邊開采邊治理的計劃，通過礦區整治與景觀再造、礦區整治與生態公益林建設、礦區整治與建設用地復墾相結合的措施和辦法，著力改善礦區自然生態環境。2008年頒布了《浙江省省級綠色礦山創建管理暫行辦法》，實行分級管理逐級申報的管理模式，運用經濟手段，減少破壞生態環境與資源浪費，確保礦山生態環境達到綠色礦山創建的要求，礦產資源開發逐步走上資源利用集約化、開采技術科學化、生產工藝環保化、企業管理規范化、閉坑礦區生態化的科學發展之路。對廢棄礦山的治理本著「土洋結合、以土為主」的治理思路，分別採取台階式、板槽式、回填種植式、築穴及混噴式、人工促進自然復綠式、平整綜合利用式、四旁綠化式、藤蔓植物攀爬式、大樹遮擋式、掛網客上噴播式等多種整治復綠方式，取得了較好的治理效果。
浙江省舟山市位於我國東南沿海，積極主動開展「綠色礦山」創建工作，把「生態舟山」「綠色舟山」作為戰略目標，實施礦山生態環境精細化管理，實現礦山環境的整治從單純追求數量治理向質量治理轉變。舟山市「百礦示範」工程——慶豐採石場生態環境治理復綠工程就是一例。慶豐採石場位於定海城區東南火龍崗山西麓，自20個世紀50年代以來，開采從未中斷，已形成寬300餘米，坡緣周長約700餘米，開采面高達140餘米的人工陡坡。隨著市區的不斷擴大，採石場周邊已開發為居住用地及部分軍事用地，礦山開采嚴重地威脅著坡麓附近居民的安全。同時，由於該採石場規模大，在城區的大部分地區都能見其裸露的山體，嚴重影響了城市的景觀。為加快生態市建設步伐，2001年8月，舟山市政府決定關閉慶豐採石場，並對關閉後的採石場進行地質環境綜合治理，整個工程採用掃石牆+爆破削坡+石碴回填+生態復綠的優化設計方案及復綠施工招標方式，為降低復綠工程成本，將部分礦山復綠任務「捆綁」交由開發企業限期完成，以解決礦山土地開發的前期投入。由於因地制宜地選擇整治復綠施工方法，使採石場周邊遺留的崩塌、滑坡地質災害隱患明顯減少，礦山自然生態基本得到修復，改善了礦區及周邊人民群眾生活、生產環境。2008年5月，通過了浙江省國土資源廳礦山生態環境治理復綠工程的竣工驗收。該礦山生態環境治理後綠化總覆蓋率達95.9%以上，其中木本植物覆蓋率達30%，草本植物覆蓋率70%，礦山生態環境復綠總面積達70655平方米，整理出39600平方米的可建設用地，取得了礦山生態環境根本改善與土地節約集約利用雙豐收。
四、問題：制度機制亟需健全，法律法規體系有待完善
雖然我國礦山環境問題已經引起各方面的重視，但是由於環境產權制度仍未建立，無成本開發，以及利益分配不合理等方面的原因，礦山生態環境保護與治理工作滯後，總體來看，目前礦山環境保護與治理面臨的主要問題有：
(1)認識不到位，重開發、輕環保。只重視經濟發展而忽視環境保護的觀念並未根本改變，寧可犧牲環境，也要保GDP增長。
(2)環境產權制度未建立。實踐中往往因各種復雜關系使生態環境歸屬模糊，產權不清；一些企業未承擔起對環境保護的權利和義務。現階段如何合理界定環境產權，探索有效保護、開發利用資源的資源環境產權結構和管理制度是一個亟待解決的問題。
(3)無環境成本開發，資源價格機制未理順。目前資源的價值沒有體現資源的稀缺性，也沒有將環境生態成本納入其中，資源價格形成機制沒有理順。礦產品開發成本缺失是礦山企業尤其是民營礦山虛增利潤，乃至形成暴利的原因之一，也是礦山生態環境不能根本治理的主要原因。
(4)利益分配不合理。由於礦產品環境成本缺失的部分都擠進了礦業利潤，進而不可避免地會造成各個生產要素和利益分配不合理。政府和礦山企業受益而當地老百姓非但不能受益，反而因生態環境的破壞成為受害的主體。受益受損主體在時間和空間上不對稱。
(5)資源開發模式不合理。當前主要存在三種開發模式：只開采礦產資源，不治理環境；先開采，後治理；邊開采邊治理。前兩種資源開發模式不可取。把礦業經濟與環境保護協調發展，才是礦山可持續發展的唯一正確之路。
(6)礦山生態環境恢復治理和評價技術標准尚未完全建立。現有評價標准已遠遠不能滿足礦山評價要求，而且由於各地標准不統一，或根本無執行標准，給一些企業治理環境不力留下很大空間。
(7)環境治理投入不足，治理技術手段落後。我國已建立礦山生態環境治理專項基金，用於礦山環境恢復與治理，但因治理成本高，經費缺口大，治理率還不高，加上技術相對落後的粗放型治理狀態，礦山生態環境恢復與治理任重道遠。
(8)管理體制不完善。由於責任不明確，分工不協調，職責交叉、分散，標准不一，各相關部門依據各自職責制定和實施各種標准，未能進行充分和有效的協調，礦山生態環境治理項目實施難以到位。
(9)監管機制不健全。尚未建立專門的礦山生態環境監管執法機關，基本採用多部門不定期聯合執法，缺失監管責任主體，使礦山生態環境成為監管真空。
(10)環境保護法律法規體系不完整。我國目前還沒有制定具體的法律依據和管理規范鑒於礦山生態環境的復雜性，僅僅一些產業部門和地方政府制定和出台一些礦山生態環境保護與治理的法律文件和政策措施是不夠的。
五、建議：加強宏觀調控，用好經濟調節的杠桿
通過理論分析、研究及典型案例分析，我們從八方面對礦山環境保護與治理提出政策建議，僅供決策部門在制定礦山生態環境政策和環境保護規劃中作參考。
(一)理順資源開發與環境保護的關系
按照黨的十七大報告要求，「堅持節約資源和保護環境的基本國策」，「建設資源節約型、環境友好型社會」，「以人為本，全面協調可持續發展」，落實科學發展觀，將人與自然和諧相處納入經濟社會可持續發展目標。解決我國礦山生態環境出現的種種問題，關鍵是要把礦產資源開發與礦山生態環境保護重要性的認識統一到科學發展觀上來。加強礦山生態環境保護的宣傳教育，增強人們的環境保護意識，理順資源開發與環境保護的關系。
(二)發揮政府宏觀調控和市場配置資源的基礎性作用
政府宏觀調控的基本著力點是要推動資源開發與環境保護平衡、協調發展，既要通過資源開發促進經濟發展，又要保護生態環境。相關政府部門應建立資源環境安全的監控和預警機制，隨時監測目標的運行發展狀態，並根據警報信息和響應系統，採取相應的調控措施。通過市場調節實現礦山集約化規模發展，鼓勵經濟實力雄厚、技術設備先進的大型企業，兼並(收購)規模小、技術設備落後、不具備環保條件的中小型企業，形成規模經營，才能使資源配置合理，杜絕亂挖亂采、破壞生態環境的混亂現象，維護正常的生產秩序，從源頭上保護礦山生態環境。
(三)建立環境產權制度和生態環境補償機制
環境產權不明晰和缺乏產權主體，是影響礦山生態環境保護與治理的因素之一。為了調動全社會對生態環境保護的積極性，建議把環境資源視為環境資產，逐步列入資產化管理。生態環境補償機制的構建，一是要以戰略環評為前提，對生態補償政策的有效性，對生態補償主客體之間利益分配作出客觀評價。二是要對生態補償的標准和原則、補償范圍、補償對象、補償方式、補償資金來源，以及補償資金管理等都作出明確的規定。三是整合和完善現行的各項收費，生態環境補償收費要做到專款專用，避免重復收費。
(四)完善資源環境稅費制度，優化利益分配
(1)實施資源稅改革，完善分配機制。資源稅應是國家對采礦權人開采礦產資源產生的級差收益而徵收的。這種級差收益隨著資源稟賦、開采條件的差異而不同，因而稅率也不同，應根據不同類型資源、不同開采條件計算出不同稅率。實行開采優質和稀缺資源的企業多納稅，開采劣質資源的企業少納稅，從而實現利益平衡，建立稅收調節的公平機制，實現資源的優化配置。與此同時，完善收益分配機制，將一部分資源稅收入劃歸中央，加強國家對資源開發的調控，避免地方政府為了自身利益產生短期行為，過度開發礦產資源，加劇生態環境破壞。
(2)逐步實現資源環境稅費立法。將礦產資源補償收費和生態環境補償收費逐步完善為資源環境稅費，並以法律形式明確各種稅目，提高礦山企業資源和生態環境安全保護意識，建立資源環境管理長效機制。
(3)實施礦山生態環境保護優惠政策。對執行礦山建設與礦山生態環境保護工程設施的設計、施工與投入「三同時」制度優秀的企業和三廢資源化循環利用的企業，給予財政優惠政策，適當減免資源環境稅率，降低信貸投資門檻，增加經費投入
(五)建立跨流域(省、市)的利益平衡與補償機制
利益平衡與補償機制主要是獲益方向利益受損方通過財政專項資金轉移支付方式實現補償。受損方需要獲得礦產資源禁止開采區域或限制開采區域的經濟損失補償、生態環境保護工程經濟補償以及其他資源輸出補償。受益方則按地區按比例分配上述補償基金，通過財政轉移支付對限制開發區域和禁止開發區域的受損方經濟發展機會損失予以補償。
對於跨區域、跨流域財政轉移支付評估和管理協調工作需要有專門機構負責，建議由國土資源部協同環保部來統一協調，先試點再全面推廣。
(六)建立礦山生態環境質量評價體系和標准體系、生態環境安全預警系統
礦山生態環境質量評價體系和標准體系由於牽涉不同的行業部門，以及部門自身的局限性，礦山生態環境質量評價體系實際還未完全建立。因此，評價體系標準的建立是礦山生態環境質量評價體系的關鍵。同時應建立完善生態環境安全預警系統，加強對礦山生態環境污染、地質災害的預警預報。
(七)完善礦山生態環境監管體制，加強隊伍建設
一要建立和完善礦山生態環境監管和執法體制，明確責任主體。建議在監察執法中採用分權執法為主，聯合執法為輔的管理模式。二要明確政府對礦山生態環境治理與保護的職責。健全政府職責體系，正確履行政府職能，增強其公共服務的能力，努力建設服務型政府。三是加強基層隊伍建設，實行礦山生態環境監理制度，提高礦山生態環境恢復治理的監管質量和水平。
(八)加快礦山生態環境保護的法規建設
當前盡快建立和完善礦山生態環境法規是十分必要的，亟需為礦山生態環境的資源性及其產權歸屬和產權轉讓、礦山環境的恢復與治理及尾礦的回收利用等方面制定一個統一的、適合各行業、各部門共同遵守執行礦山生態環境保護與治理的法律文件。同時制定配套的相關法規，使礦山生態環境產權、保護目標、恢復標准、監督職責更加明確，資金管理更加精細、環境監測與預警體系更加健全。
(原載《中國國土資源報》2009年7月3日，作者為《關於建立健全我國保護生態環境政策的建議》課題負責人，課題組成員張光弟、張興)
② 水資源開發利用與地下水變化
一、水資源開發利用與效應
在2000多年前，黑河流域就已開始屯田墾殖、開渠築壩、引水澆灌，區內現有的引水渠道大多開鑿於漢唐至明清時代，且集中於中游平原及下游金塔灌區。進入20世紀80年代以來，黑河流域中游地區的農業發展迅速，灌溉面積由20世紀50年代的3334 hm2增加到目前的1.42×104 hm2，並且發展了220 hm2水田。現有中、小型水庫98座，總庫容量為3.4×108 m3，其中山區水庫22座，年調控出山河水5×108 m3。人工綠洲內布滿了引水渠網，現有干、支渠道910條，總長4500 km，渠道襯砌率達50%～70%，年引用河、泉水總量達32.6×108 m3，地表水利用率達86%（表7-6）。
表7-6 黑河流域出山河水量及開發利用量統計
在黑河流域平原區，地下水資源量為37.11×108 m3/a，重復量為7.44×108 m3/a，可利用資源量11.7×108 m3/a。現有開采機井8000眼，1999年開采量已達6.94×108 m3，佔地下水可利用資源量的59.3%（表7-7）。
表7-7 黑河流域地下水開發利用情況
目前，黑河流域地表水開發程度已經達到較高水平，而地下水開采程度總體較低，但是各地情況不同。酒泉市、金塔縣地下水開采程度分別達到90%和89%，而臨澤、高台、額濟納旗等地開采程度較低。
黑河流域水資源開發利用，主要集中於中游的張掖盆地、酒泉東盆地和下游的金塔盆地。若忽略蒸發、地下水儲存量和泉水等變化的影響，則黑河流域中游盆地的總體水資源開發利用過程的動態特徵與鶯落峽、正義峽站徑流流量差的動態特徵相似（圖7-14）。
圖7-14a 黑河流域鶯落峽、正義峽徑流量及其流量差多年變化
圖7-14b 鶯落峽、正義峽徑流流量差距平差積變化
由圖7-14a可見，鶯落峽與正義峽之間多年平均徑流量差值為5.61×108 m3，在總體上是逐年增大的，年均增大幅度為794×104 m3，這樣的變化趨勢與中游地區用水量增加過程相一致。從圖7-14b可見，1979年以前黑河中游盆地消耗幹流的徑流水量較少，平均4.59×108 m3/a，僅占鶯落峽徑流總量的29.1%。進入20世紀80年代，人類活動影響明顯增強。其中1980～1984年期間，消耗幹流水量增加至多年平均量5.91×108 m3/a，占鶯落峽徑流總量的37.3%。1985～1989達到多年平均量6.83×108 m3/a，占鶯落峽徑流總量的43.2%。由此，從以天然徑流過程為主轉為以人為干擾徑流狀態為主。進入20世紀90年代，出現了急劇增加消耗幹流水量的現象，多年平均消耗水量8.12×108 m3/a，占鶯落峽徑流總量的51.4%。
從上述分析可見，在黑河流域，當人為消耗量占流域水資源可利用量的33%時，中下游區出現生態環境惡化問題。計算表明，1990～1998年黑河流域中游地區，由於過量消耗山區徑流來水，不僅消耗了應補給下游區的水量——年平均1.8×108 m3/a，而且還消耗了地下水補給量。
黑河流域用水，以一次性消耗為主。例如1999年總用水量32.25×108 m3，其中凈消耗22.16×108 m3，佔用水量69%。這種消耗性用水，農業灌溉占總用水量的95%，工業佔3.5%，生活佔1.5%。城市附近地下水水位明顯下降，灌區地下水水位相對穩定或略升。這種人為造成的地下水水位不平衡變化，引起了水質性資源減少。
二、地下水動態變化
近幾十年來，黑河流域大部分地區的地下水補給條件，都不同程度地受到人為因素的干擾（張志強等，2001；Simpson H J，1991）。一方面，大規模攔蓄山區徑流補給平原區的水量，明顯地減少了河流滲漏對地下水的補給量，加之渠系防滲和水利用率的提高，改變了地下水補給條件；另一方面，開采地下水的強度不斷增大，加劇了地下水系統水量非平衡態勢。
在黑河流域中游盆地的洪積扇裙帶，地下水水位平均下降3～5 m。其中在酒泉盆地屯升一帶，1996～2000年5年間地下水水位下降了1.5 m（圖7-15a）。在張掖盆地臨澤縣梨園河洪積扇中部地區，地下水水位下降了0.32 m（圖7-15b），在黑河幹流的洪積扇頂部水位下降值超過2 m。
在民樂六壩附近，地下水水位下降3.5 m（圖7-15c）。民樂和酒泉的地下水水位下降過程近似為線性，1985～1999年平均降幅分別為111 cm/a和30 cm/a。臨澤的地下水水位表現為波動下降過程，平均降幅為28 cm/a。
圖7-15 近20年以來黑河流域地下水水位下降過程
在井灌較為集中的地區，地下水水位下降也比較顯著。例如在高台駱駝城一帶，1996～2000年，地下水水位下降了2.44m。
人類活動對地下水水位變化的影響，其年內動態特徵存在3種情況，特徵各異。
（一）入滲-徑流-開采型
入滲-徑流-開采型地下水動態變化主要分布在黑河流域中游張掖、酒泉盆地的洪積扇群帶和金塔、額濟納盆地南部的戈壁扇形地一帶。受補給和春灌開採的影響，每年的4～7月地下水處於低水位狀態，8～11月處於高水位。地下水高水位期，一般滯後於河流豐水期2～3個月。豐枯期地下水水位變幅介於0.5～3.6 m之間，而且近河帶大於遠河帶，河流豐水年大於枯水年（圖7-16）。
圖7-16 黑河流域入滲-徑流型地下水動態曲線
在下游額濟納沖積平原的中上部，地下水水位動態變化與河水流量變化密切相關。在河水斷流季節，地下水水位持續下降，而在河流輸水季節，地下水水位上升。地下水高水位期出現在1～4月，低水位期出現在10～12月，年變幅為1.5～1.8 m。高水位期滯後於河水洪峰期2～3個月，而且距離河道越遠，滯後時間越長。
（二）灌溉-開采型
20世紀70年代以來，中游盆地中、北部地下水水位埋深較小（小於3.0 m）的細土平原區，針對山區河流來水時空分布不均造成的「卡脖子」旱，大量打井開采地下水，致使農機井星羅棋布整個灌區。灌溉水的入滲和地下水的開采改變了這個地帶地下水的天然動態過程，蒸發的影響已為灌溉和開采所替代，呈現出與灌溉、開采期相應的地下水動態過程。
在引水灌區，高水位期與灌溉期相對應，低水位期與非灌溉期相對應。在地下水水位淺埋區，低水位期出現在12月份至次年3月份，隨著凍融水的下滲，地下水水位逐步回升。以後，由於灌溉，地下水水位一直保持在較高水位。到灌水量最大的冬灌期（10月、11月），地下水水位達到最高，地下水年變幅為1.0～1.7 m之間。在地下水水位深埋帶，地下水水位動態變化受凍融水入滲的影響較為微弱，地下水水位低值期出現在5～7月份，高水位期出現在9月、10月，水位年變幅在1.5～1.8 m之間。灌溉水入滲對地下水動態的影響，存在一定的滯後期，滯後期時間的長短隨地下水水位埋深的增加而延長。
在以井水灌溉為主的地區，地下水水位動態呈現與開采期相對應的低水位期和與非開采期相對應的高水位期，年初地下水水位最高，開采期7月、8月最低，年變幅在2.0～4.5 m之間（圖7-17）。
圖7-17 黑河流域灌溉-開采型地下水動態曲線
（三）蒸發-排泄型
在黑河流域沖積平原及沖湖積平原，地下徑流比較微弱，地下水水位動態受氣候因素和上游地下徑流的制約。一般在3月份接受融凍水的入滲補給後，地下水水位開始上升，同時受上游徑流補給的影響，至4月中旬出現地下水水位峰值，延續至6月底。隨後，受強烈蒸發作用和開採的影響，地下水水位持續下降，至次年2月中旬出現谷值，地下水水位年變幅一般在0.2～1.0 m之間（圖7-18）。
圖7-18 黑河流域蒸發-排泄型地下水動態曲線
在高台鹽池、金塔地灣東梁和額濟納盆地北部與東部的湖積平原，地下水水位埋藏很淺，徑流極其微弱，強烈的蒸發排泄構成該地帶地下水變化的主要原因。地下水水位動態與氣溫變化有一定的關系。在7～9月，隨著氣溫的升高，蒸發作用加強，地下水水位下降，10月至次年3月隨著氣溫降低和蒸發作用減弱，地下水水位多處於上升階段，而且地下水水位的上升往往與季節性凍土消融水入滲有關。該帶地下水水位變幅為0.3～0.6m，隨地下水水位埋深的增加而減少。
③ 水資源開發利用的環境地質效應
3.2.1 環境水文地質作用
在水資源的開發利用中，地下水因其水質好，動態相對穩定故被許多國家作為主要的開發利用對象。美國大約50%的畜牧業和灌溉用水，40%的公共供水依靠地下水。而地中海島國馬爾他和位於西亞乾燥高原的沙烏地阿拉伯，則100%的依靠地下水（表3.4）。
表3.4 典型國家地下水在供水中所佔的比重
大規模地開發利用地下水，必然引起環境水文地質作用。環境水文地質作用是指地下水在人為和自然因素影響下，由水化學、水動力學、水物理學和生物學性質變化引起的對人類生產和生活環境的制約作用。按作用的機制，環境水文地質作用主要有環境水文地球化學作用、環境水動力學作用、環境水物理學作用、環境水文地質生態作用。各種作用的控制指標及其環境影響結果等列於表3.5。
表3.5 環境水文地質作用的類型及作用結果
3.2.1.1 環境水文地球化學作用
環境水文地球化學作用是指在人工干預下，在一定滲流和水文地球化學條件下，物質遷移、轉化的作用，是決定污染物質遷移轉化規律的主要作用。主要有酸鹼作用、氧化-還原作用、吸附-解吸作用、絡合與螯合作用、稀釋和濃縮作用、生物凈化與濃集作用、放射性衰變和細菌繁殖與衰亡作用，以及污染質在水中的彌散作用。通過這些作用，水污染物質在環境系統中發生遷移、富集、轉化、分散、凈化、毒性改變，從而造成水質惡化、公害病等不良環境影響，或使水體發生凈化作用。
3.2.1.2 環境水動力作用
環境水動力作用是指由地下水動力要素變化而引起的地質環境中相互間的能量交換作用。通過荷載效應、應力腐蝕效應、孔隙水壓力效應、潛蝕吸蝕效應等作用，破壞地質環境中不同單元間的力學平衡，引發地面沉降、岩溶塌陷等地質災害。地下水位的下降，會造成水動力場各要素如水力坡度、滲透速度、水壓力的變化。
3.2.1.3 環境水物理學作用
環境水物理學作用是指地下水對熱能的傳播和轉化而引起的建築物地基失穩和地下水水質變壞的環境作用。由於人工熱流出物的影響，水溫度發生變化可引起水體熱污染，影響水質和水生生態平衡。
3.2.1.4 環境水文地質生態作用
水質、水量和水溫等變化都可引起生態平衡的破壞。大量開采地下水造成的區域性水位下降，使包氣帶土壤水分減少，土壤結構破壞，出現土壤沙化和草原退化；不恰當的引水灌溉造成的地下水水位上升引發土壤鹽漬化，從而破壞農業生態平衡；水污染物中氮、磷等營養物過多，可造成湖泊、海灣等水體中藻類災害性的生長，使水體質量下降，危害水生生態系統。
3.2.2 水資源開發利用的環境地質正效應
水資源的開發利用對社會、經濟發展起到了不可估量的作用，如果在科學評價，合理開發基礎上利用，則會促使環境變化向有利於人類生存的方向發展，這種作用叫做正的環境效應。
3.2.2.1 地表水利用過程中的環境地質正效應
通過築壩形成水庫，以提高水位，調節徑流，改善水質，實現灌溉、發電、供水、防洪、航運等綜合效益所帶來的環境正效應如下。
3.2.2.1.1 增加蒸發，利於防洪
由於水庫增大了自由水面的面積，增加了蒸發損失，美國的大平原南部一些水庫在降雨較少的年份，最大蒸發損耗達42%，這對於專為用於防洪而營建的小水庫來說，水量損耗可以增加水庫的防洪能力，因為它使洪水量迅速減小。美國大平原南部由於年蒸發量遠大於年徑流量，水庫的防洪效益比美國其他地區都好，俄克拉何馬州體格河上的25座水庫的臨時蓄洪作用使特大洪水淹沒和洪泛平原的面積減少了23%。
3.2.2.1.2 調節徑流
水庫對徑流的影響主要表現在對流量的調節作用上，使流量在時間上重新分配，使下遊河道水流的長期和短期的變化幅度減小，有利於水生物的生活。
3.2.2.1.3 增加地下水的入滲補給量
水庫修建後，往往在庫區附近地區增大了地表水入滲補給時間和面積，促使地下水位回升，有利於減緩或防止地面沉降等地質災害的發生。
當然水庫的修建引起蒸發量的增大，從水資源角度來說是一種損失，也使用於灌溉、發電、航運等興利方面的效益減小。
3.2.2.2 地下水資源開發利用中的環境地質正效應
合理開發利用地下水可以為當地帶來下列環境正效應。
3.2.2.2.1 控制土壤返鹽
土壤鹽分變化與潛水動態密切相關。地下水位埋深越淺，潛水蒸發量越大，向表土輸送的鹽分就越多，也就越容易造成土壤鹽漬化。反之，如果將地下水位控制在一定的深度，就能抑制土壤返鹽，並使鹽鹼地得到改良。如河北平原石津灌區實行井灌與渠灌相結合，控制地下水位埋深在2.5～3m，使全灌區鹽鹼地面積由1972年的4.21×108m2減少到20世紀80年代的240×106m2；山東禹城試驗區改引黃灌溉，為井灌，加上明溝排水，使鹽鹼地大幅度下降。整個黃淮海平原，自20世紀50年代後期大規模開采淺層地下水到80年代中期，鹽鹼地已減少了一半。
3.2.2.2.2 調蓄地下庫容
在地下水位埋深較淺地區，合理降低水位可增大地下調蓄庫容，有利於降水滲入補給。從1975～1988年，河北平原京津以南地區，淺層水水位平均下降了5.9m，騰空了地下庫容2.9×1010m3，增大了地下調蓄能力。在黃河平原上，從1966年以後，地下水的開采不斷增大，加上深挖河道降低地下水的排泄基準面，促進了地下水的水平排泄，使該區地下水位埋深長年處於2～3m的狀態，增強了降水入滲能力，也減少了地表徑流。
3.2.2.2.3 改善水質
傍河開采地下水，激發河流補給，不僅供水穩定，而且利用岩層的天然過濾和凈化作用，使難於利用的多泥沙河水，轉化為水質良好的地下水，為沿河城鎮和工業集中供水提供水源。北京、西安、蘭州、西寧、太原、哈爾濱等大城市，大型供水水源地都是傍河取水型的。
3.2.2.2.4 減緩土地沙漠化
利用深層地下水灌溉，可以增加土壤水含量，促進植被生長，減少土地沙漠化面積。
3.2.3 水資源開發利用的環境地質負效應
隨著社會經濟的迅速發展，人類對水資源開發利用量不斷增加，常常改變了水資源的自然循環過程、方式和強度，從而給當地環境帶來一系列不利的影響，這種現象稱為環境負效應。
3.2.3.1 區域地下水位下降，局部淺層水資源枯竭
地下水的動態變化，實質上是其補給與排泄兩個環節宏觀上的綜合表現。例如在含水層中，補給水量大於排泄水量，便引起水量增加，水位上升；反之，則水量減少，水位下降。從一個地區來說，地下水未經大量開采之前，基本上處於一種動態均衡狀態，地下水位大致保持相對穩定。但是，隨著人類生產活動加劇，地下水多年平均開采量超過多年平均補給量，就會破壞這種動態均衡狀態，消耗含水層的「儲存量」，其結果就出現了直觀上的地下水位逐年下降。
地下水超量開採的直接後果是區域水位持續性下降，地下水降落漏斗范圍不斷擴大。日本東京地區、美國加利福尼亞中央谷地、墨西哥城等處均因大規模開發地下水而造成區域地下水位下降，局部地段淺層含水層中的地下水已趨枯竭，出現出水量減小，水位降深加大，吊泵甚至井孔報廢現象。
我國的華北平原水位下降較普遍，深層水水位每年以3～5m的速率下降，天津、滄州、衡水、德州一帶降落漏斗已連成一片，面積達3.18×104km2。其中滄州漏斗面積達9830km2，漏斗中心水位埋深達78m。淺層水水位降落漏斗分布於北京市及京廣鐵路沿線的保定、石家莊、邢台、邯鄲到安陽一帶，面積達1.89×104km2。我國蘇-錫-常地區，隨著近些年鄉鎮企業的發展，地下水利用量逐年增加，由於開采地點集中，時間集中和開采層次集中（多開采第Ⅱ承壓水），致使自80年代中期以來，地下水位以平均0.5～1.5m/a的速度下降，區域地下水降落漏斗1996年就超過了5000km2，吳縣、錫山和武進3市漏斗中心水位埋深已分別達65m、75m和80m。
區域地下水位下降，不僅直接造成取水工程效益下降或報廢，還會誘發泉水斷流，地面沉降、岩溶塌陷、地下水質惡化等生態環境問題。
3.2.3.2 泉水流量衰減或斷流
北方旅遊城市的部分著名岩溶泉水，因泉域內地下水開采布局不合理，在泉水周圍或上游鑿井開采同一含水層的地下水，導致泉水流量衰減，枯季斷流，甚至乾涸。如山東濟南岩溶泉群（趵突泉等）枯季出現斷流。山西太原晉祠泉流量已由20世紀50年代的1.98m3/s，逐漸衰減，至90年代初已斷流。西北內陸乾旱區，由於在黃土帶大量開采地下水以及在出山口過多興建地表水庫及在戈壁帶修建高防滲渠道，改變了河水對地下水補給的天然條件，河水滲漏補給量大量減少，造成山前沖洪扇泉水溢出流量大幅度下降。如甘肅河西走廊石羊河流域，20世紀70年代的泉水流量比60年代減少五分之三，原有綠洲的泉灌區逐漸變為井灌區。同樣，新疆吐魯番盆地的坎兒井的水量亦出現了衰減，給農業生產和人民生活帶來不利的影響。
3.2.3.3 地面沉降
地面沉降是指地面高程的降低，又稱地面下沉或地沉，均指地殼表面某一局部范圍內的總體下降運動。地面沉降以緩慢的、難以察覺的向下垂直運動為主，只有少量的或基本沒有水平方向的位移，可能影響的平面范圍可達幾千平方公里。在某些實例中地面沉降是一種自然動力地質現象，而多數是由人類活動所引起的，常以地殼表層一定深度內岩土體的壓密固結或下沉為主要形式。
自19世紀末以來，隨著世界范圍內人類工程活動強度和規模的不斷增大，許多地區陸續出現了地面下沉現象。在諸多實例中，由於人類抽取地下液體的工程活動而引起的地面沉降最為普遍。義大利的威尼斯城是最早被發現因抽取地下水而產生地面沉降的城市。之後，日本、美國、墨西哥、中國、歐洲和東南亞一些國家中的許多位於沿海或低平原上的城市或地區，由於抽取地下液體而先後出現了較嚴重的地面沉降問題（表3.6）。
表3.6 世界各地地面沉降概況一覽表
我國從20世紀60年代起，在上海、北京、天津、西安等城市先後出現了地面沉降現象。處於渭河第二級階地的西安市城區，地面沉降已經發展到了極其嚴重的地步，與之伴生的地裂縫等嚴重影響了城市的發展。許多樓房建築物遭到破壞，多處道路、煤氣和輸水管道被錯斷，某些古建築受到明顯影響；鍾樓在1971～1988年間累計沉降279.4mm，大雁塔向西傾斜886mm，向北傾斜170mm，南城牆西段曾因為地裂縫和沉降不均勻發生坍塌。1976年之前，西安地面沉降極緩，年平均沉降速率5.3mm，其後隨著地下承壓水開采量加大，承壓水位下降，地面沉降與承壓水位漏斗吻合，形成復合型沉降區。到1988年時，沉降地域面積達160km2，市區年平均沉降速率34.6mm，有7個沉降中心。其中胡家廟沉降中心累計沉降已達1 230mm，後村—觀音廟沉降中心累計沉降量達1 330mm。市區地裂縫活動程度日趨劇烈，總長度達76.68km，垂直位移速率5～30mm/a，水平位移3～4mm/a。雖然西安市區地裂縫的產生與關中盆地的新構造隱伏斷裂活動有一定的聯系，但是地面的不均衡沉降也是其直接的誘因。所以地裂縫分布范圍與地面沉降范圍重合，地裂縫多沿著各個沉陷中心的一側伸展。
圖3.3 天津地區1965～1988年地面沉平均速率圖
據王若柏（1994）研究，位於渤海灣平原的天津地區，在大量開采地下水之前的20世紀前半葉，水準觀測表明，其新構造沉降速率為4～6mm/a。1923年開始開采承壓水，1959年在天津市區發現地面沉降的現象。20世紀60年代後期工農業生產大規模開采地下水，其中1970～1971年平均開采地下水0.89×108m3，地面沉降速率為40mm/a；1972～1985年平均開采地下水（1.0～1.2）×108m3/a，地面沉降量為75～120mm/a；1986年關井減采，1988年開采量下降為0.67×108m3，地面沉降減緩為24mm/a。這顯示地面沉降速率與地下水開采量成正相關關系。在整個天津地區，1975年地面沉降范圍還只有600km2，有市區和寧河（漢沽）兩個沉降中心；1979年時沉降范圍猛增到4 000km2，天津、寧河和武清沉降中心擴大而聯結為大型復合沉降中心；1983年時沉降范圍增至6 000km2，各沉降中心沉降速率極高，如天津市區113.3mm/a、漢沽118.0mm/a、塘沽107mm/a、任丘40mm/a；1988年整個地區沉降面積達7 000km2，許多中等城市都發生沉降，形成一個規模巨大的多中心復合型沉降區（圖3.3）。天津市區的工學院水準點，1996年埋設標高為3.39m，到1988年時僅有1.64m，反映出22a里地面累計沉降1.75m。市區沉降中心最大累積沉降量已達 2.62m之多。塘沽和漢沽的某些區域，地面出現負標高或者與海平面持平。由於地面沉降，市區出現污水外溢，海河河道泥沙大量淤積，汛期排洪不暢，沿河兩岸出現沼澤化，海水倒灌，水質惡化，風暴潮災害損失劇增。這一系列的環境問題，嚴重影響著當地經濟、社會的持續發展。
上海市位於長江三角洲前沿，鬆散沉積物厚達300m。1921～1965年市區地面平均下沉1.76m，最大沉降量 2.63m。1966年採取控制措施以來，地面沉降得到緩解（劉鐵鑄，1994）。位於渤海灣的大港油田，地面標高1～3m。自從1965年投產以來，油田注水和生活用水大量抽取第四系淡水，使某些區域地下水位由0m下降到-80m（北大港），全區地面沉降0.808m，沉降中心下沉達1.70m。這使得油田管理系統變形甚至斷裂，風暴潮和洪水危害油井、港口和各種建築物（李德生等，1994）。
蘇州、無錫、常州三市自20世紀60～70年代發現地面沉降現象，至1994年，三市沉降中心累計沉降量分別為1 407mm，1 140mm和1 050mm，三市因地面沉降造成的直接經濟損失已達12億元，間接損失無法估量。
地面沉降造成的危害極大，必須認真防治。具體措施如下：
（1）壓縮地下水開采量，嚴禁超采。這是防止地面沉降的根本措施。應通過「開源節流」的方式，減少地下水的開采量，實行分質供水，優質優用，地下水僅作為飲用，工業用水盡量多利用地表水，推廣循環用水技術。
（2）調整開采層次，盡量開發深層地下水。蘇-錫-常地區的地面沉降主要是於開采「三集中」所造成，應實行科學規劃，調整開采層次，如工業用水應盡可能利用水質相對差一點的第Ⅰ承壓水，保護水質好的第Ⅱ承壓含水層的地下水，只作為飲用水供水，改變目前飲水開發第Ⅰ承壓層水，工業用第Ⅱ承壓層水的現象，即人吃壞水，工業用好水的不合理現象。
（3）通過人工回灌等措施增加地下水補給量。上海市為了使地下水回升和達到控制地面沉降的目的，自1966年開始，以「冬灌夏用」為主，「夏灌冬用」為輔的區域性地下水人工回灌措施，使地下水獲得了大量人工補給，市區地面隨著區域水位的大幅度回升，由過去常年沉降轉為「冬升夏沉」狀態，並使地面沉降得到了基本控制。
（4）加強城市雨水利用工作。學習德國先進經驗，運用生態學補償原理，通過屋面集水，人行道使用滲水材料等技術，增加城市地下水補給量，減少城市無效徑流，提高雨水利用率。
3.2.3.4 岩溶地面塌陷
岩溶地面塌陷指覆蓋在溶蝕洞穴發育的可溶性岩層之上的鬆散土石體，在外動力因素作用下，發生的地面變形破壞。其表現形式以塌陷為主，並多呈圓錐形塌陷坑。自然條件下產生的岩溶塌陷一般規模小，發展速度慢，不會給人類生活帶來較大的影響。但在人類工程生活中產生的岩溶塌陷規模較大，突發性強，且常出現於人口聚集地區，給地面建築物和人身安全帶來嚴重威脅，造成地區性的環境地質災害。
由於岩溶洞穴或溶蝕裂隙的存在、上覆土層的不穩定性和地下水對土層的潛蝕搬運作用，采排岩溶地下水常引起地面塌陷。前者是塌陷產生的物質基礎，後者是引起塌陷的動力條件。自然條件下，地下水對岩溶充填物質和上覆土層的潛蝕作用也是存在的，不過這種作用很慢，故塌陷較少，而且規模不大。人為采排地下水，對岩溶充填物和上覆土層的侵蝕搬運作用大大加強，促進了地面塌陷的發生和發展。此類塌陷的形成過程大體可分如下四個階段：
（1）在抽水、排水過程中，地下水位降低，水對上覆土層的浮托力減小，水力坡度增大，水流速度加快，水的侵蝕作用加強。溶洞充填物在地下水的侵蝕、搬運作用下被帶走，鬆散層底部土體下落、流失而出現拱形崩落，形成隱伏土洞。
（2）隱伏土洞在地下水持續的動水壓力及上覆土體的自重作用下，土體崩落、遷移，洞體不斷向上擴展，引起地面沉降。
（3）地下水不斷侵蝕、搬運崩落體，隱伏土洞繼續向上擴展。當上覆土體的自重壓力逐漸趨於洞體的極限抗壓、抗剪強度時，地面沉降加劇，在張性壓力作用下，地面產生開裂。
（4）當上覆土體自重壓力超過了洞體的極限抗壓、抗剪強度時，地面產生塌陷。同時，在其周圍伴生有開裂現象。這時因為土體在下塌過程中，不但在垂直方向產生剪切應力，還在水平方向產生張力所致。
圖3.4 徐州市塌陷區土洞發育示意圖
岩溶地面塌陷在我國許多城市均有發生，如桂林、徐州、常州等市。徐州市主要開發利用岩溶地下水，第四系鬆散層厚度5～30m，每天供水量40×104m3，大大超過其補償量[每天（20～25）×104m3]，導致岩溶地下水位連年下降，漏斗中心水位埋深已大於90m，在上覆土層中形成了許多土洞。1992年4月12～13日，雲龍區新生里2×104m3范圍內發生岩溶地面塌陷，形成塌坑9個，最大一個長25m，寬19m，共破壞民房224間，直接經濟損失4000萬元，其土洞發育機制如圖3.4所示。
3.2.3.5 海水入侵
沿海城市和地區在濱海含水層中超量開采地下水，造成鹹淡水界面變化，海水侵入含水層，地下水水質惡化，礦化度及氯離子濃度增高。
海水入侵是沿海地區水資源開發帶來的特殊環境問題，在國外廣泛存在。美國的長島、墨西哥的赫莫斯城，以及日本、以色列、荷蘭、澳大利亞等國家的濱海地區都存在這一問題。
我國海岸線長達1.8×104km，沿海地區是我國經濟發展的重點地區，海水入侵會帶來嚴重的經濟損失。如大連、錦西、秦皇島、青島、廈門等地，由於海水入侵，水質惡化、大量水井報廢、糧食絕產、果園被毀、嚴重地妨礙了工農業生產和旅遊業的發展。
萊州灣沿岸的萊州市，1976～1989年14a內，地下水可開采量為16.2×108m3，實際開采量達24.58×108m3，共超采8.38×108m3，形成了地下水降落漏斗，中心水位最低標高為-16.74m，引起了海水大面積入侵。旅大地區金州灣沿岸的大魏家水源地，從1969年建成投產以來，由於實際開采量（6.2×104m3/d），為允許開采量（3.1×104m3/d）的2倍，漏斗中心水位降深最大達13.58m，水位標高最低為-9.86m，引起海水入侵，水中Cl-含量普遍上升。
3.2.3.6 水質惡化
由於大規模開發地下水，導致區域水位下降，包氣帶厚度增加，促使環境水文地球化學作用增強，從而影響地下水的水質，這種現象在許多地區都發生過，徐州市尤為明顯。由於大規模的超采，使該區地下水位以2m/a的速度下降，降落漏斗以每年8km2的速率擴展，因此引起了水動力場及水文地球化學環境的一系列變化。其變化較為明顯的是地下水系統中氧化還原環境的改變，使原來地段變成了包氣帶，造成某些礦物及化學成分的氧化變成較易溶解的鹽類。例如，殘存於土壤里的在包氣帶條件下會被硝化而形成易遷移的和，其反應方程式為：
環境地質與工程
同時也促使包氣帶中難溶的硫化物變為易溶解的硫酸鹽，加重了和的污染。由於硝化作用導致水中和離子增多以及pH降低，大大促進了CaCO3的溶解；同時當pH接近6時，又能阻止CaCO3的沉澱反應。因此，地下水中Ca2+、Mg2+離子含量總體上呈上升趨勢；此外，由於水位的大幅度下降地下水流速增大，水循環交替加快，加強了氧化作用，增大了淋濾的路徑，加強了淋濾作用，造成在灌溉污水及地表固體廢物和糞便垃圾和淋濾水下滲過程中使包氣帶中大量易溶的鈣、鎂的氯化物和硫酸鹽不斷溶解，增加了地下水中Ca2+、Mg2+、離子濃度；同時由污染組分分解形成的CO2不斷溶於水，使pH降低，使更多的碳酸鹽礦物溶解，造成了大面積的硬度污染。
這類地下水水質惡化現象，在我國北方大量開采地下水的許多大中城市，如北京、石家莊、西安、呼和浩特、新鄉、開封、蘭州等表現得特別明顯。例如，在我國為數不多的幾個以地下水作為惟一供水源的大城市之一的石家莊市，市區大部分范圍內的孔隙潛水，在60年代中期大量開采地下水的初期，礦化度一般僅為0.3～0.4g/L，總硬度一般為13～15德國度（扇間地帶，因徑流條件較差，其礦化度和硬度較高）；而到80年代中期，大多數地區的礦化度已上升到0.5～0.8g/L，硬度上升到17～25德國度。在地下水開采強度最大的區域地下水降落漏斗中心地段，礦化度達到了0.85～1.0g/L，個別點上已大於 1.5g/L，硬度達到30～33德國度，個別點上達到64.6德國度。另據河南省第一水文地質大隊監測資料，新鄉市區的孔隙潛水在1984～1989年的5a內，礦化度和總硬度均隨著開采量的增加和區域地下水位降落漏斗的加深而迅速上升。每年，礦化度的上升速率為0.028～0.10g/L，硬度上升速率為0.5～5德國度。應特別指出的是，地下水硬度的大幅度升高，目前已成為北方城市地下水開采過程中水質惡化的一個主要問題。例如，北京市水源七廠，1964年投產時地下水的硬度為17～18德國度，1978年則升高到33.1德國度，平均每年以0.9°的速率遞增。西安市地下水硬度的年增幅為1.03°～3.82°。蘭州市年增幅為1.75°，其中，馬灘水源地帶供水井中的最高硬度值已達123.5德國度。據有關部門初步估計，我國北方城市，為軟化地下水水質，每年需要上億元費用。