劉慧芳，畢如田，文 博

（1. 山西農業(yè)大學資源環(huán)境學院，太谷 030801；2. 南京農業(yè)大學公共管理學院，南京 210095）

·土地整理工程·

流域“地-礦”土地水資源利用沖突測度確定及土地整治策略

劉慧芳1,2，畢如田1※，文 博2

（1. 山西農業(yè)大學資源環(huán)境學院，太谷 030801；2. 南京農業(yè)大學公共管理學院，南京 210095）

量化區(qū)域煤炭開采與水土資源相互影響程度，有助于把握土地利用過程中的主要限制因素，提高土地整治的針對性與有效性。該文以山西省澤州縣長河流域為研究區(qū)，提出煤炭開采與水土資源利用相互影響測度與土地整治策略的思路和方法。首先提出煤炭開采與水土資源相互影響分析框架，并將土地、水和煤炭作為主要的相互影響對象，將土地利用系統(tǒng)作為影響載體，借助數(shù)學模型和GIS空間分析技術，依次評價土地損毀累積作用指數(shù)、水資源匱乏指數(shù)和煤炭資源損失指數(shù)；然后確定綜合影響值及其等級空間分布，并據(jù)此將流域劃分為重點生態(tài)修復區(qū)、重點生態(tài)保護區(qū)、損毀土地復墾區(qū)、耕地資源保護區(qū)、水資源匱乏修復區(qū)、水資源與耕地資源保護區(qū)和耕地質量提升區(qū)等七大土地利用功能區(qū)，并根據(jù)主要限制因素提出相應的土地整治策略。研究結果表明綜合影響高值區(qū)及中值區(qū)面積占研究區(qū)總面積的分別是20.21%和33.39%，主要分布在流域西部，是煤炭開采活動集聚區(qū)，煤炭壓覆及土地損毀是沖突主要表現(xiàn)特征，劃分為重點生態(tài)修復區(qū)、重點生態(tài)保護區(qū)、損毀土地復墾區(qū)和耕地資源保護區(qū)；綜合影響低值區(qū)及（基本）無影響區(qū)分別占24.24%和22.16%，主要分布在流域東部，水資源匱乏是沖突主要表現(xiàn)特征，劃分為水資源匱乏修復區(qū)、水資源與耕地資源保護區(qū)、耕地質量提升區(qū)，以上分區(qū)與土地利用總體規(guī)劃中土地用途分區(qū)基本吻合。綜合影響測度模型有利于定量分析“煤炭-水土”相互利用影響等級與主導限制因素，為制定有效的土地整治策略提供依據(jù)。

土地利用；土地整治；水資源；流域；綜合影響指數(shù)；土地損毀累積指數(shù)；水資源匱乏指數(shù)；煤炭損失指數(shù)

0 引 言

長期以來，水土資源、煤炭能源分別作為中國社會經(jīng)濟發(fā)展的基礎物質和廉價動力，在國民經(jīng)濟發(fā)展過程中具有舉足輕重的作用。其中土地資源是社會經(jīng)濟發(fā)展的重要空間載體，根據(jù)《全國土地利用總體規(guī)劃（2006—2020）》規(guī)劃建設用地規(guī)模從2005年的3 192.24萬hm2增至2020年3 777.24萬hm2，而2003年以來中國提出土地參與宏觀調控政策后，更加凸顯土地資源為中國社會經(jīng)濟發(fā)展提供了空間載體及經(jīng)濟發(fā)展動力。而我國水資源匱乏，人均水資源占有量僅相當于世界人均水平的1/4[1]；煤炭是中國重要的生產(chǎn)能源及工業(yè)原料，長期以來一直占中國能源生產(chǎn)和消費總量的 65%以上；隨著社會經(jīng)濟發(fā)展，中國煤炭采量從2000年的10×108t增至2014年的近40×108t，以每年近2億t的速度增加滿足社會經(jīng)濟增長需求[2]。但隨著煤炭開采及水土資源利用規(guī)模擴大，煤炭開采與水土利用相互約束不斷加劇，逐漸成為限制煤炭資源富集區(qū)資源可持續(xù)利用的重要因素。

國外對煤炭開采與水土資源利用相互影響研究多從礦產(chǎn)開采前煤炭開采與土地利用綜合規(guī)劃及管理，確定合理的資源利用方式達到預防資源利用沖突的目的。Craynon等[3]基于社會、經(jīng)濟、環(huán)境3個方面因素考慮，采用系統(tǒng)工程方法優(yōu)化礦山設計，提出運用“GIS”技術來識別存在區(qū)域的煤炭-水-基礎設施沖突情況，預先做好礦山規(guī)劃，避免煤炭開采過程中沖突發(fā)生，并以美國Appalachia露天煤礦為例進行了驗證。Wawryk[4]針對澳大利亞南部保護區(qū)阿卡魯拉地區(qū)煤炭開采與土地利用相互影響及解決方式進行研究，認為現(xiàn)存的法律制度具有明顯層次性保護過程，即具有高價值的公共土地優(yōu)于私人土地利用，因此，為更好的保護礦區(qū)范圍內的私人土地，提出增加采礦用地壓力，在阿卡魯拉保護區(qū)建立保護區(qū)新體系。Hartje等[5]在其研究中指出大部分國家或地區(qū)的采礦者與資源所有者之間簽訂合同時也規(guī)定了采礦者應承擔的責任和義務，并以美國和德國的實踐為例進行了實證分析，認為財政保證是礦山生態(tài)環(huán)境恢復治理的重要而有效的策略。國內學者多從資源協(xié)調利用的角度分析煤炭開采對土地、水資源造成的負面影響，并著重提出相應的調控措施。婁華君等[6]基于煤、地、水互耗矛盾產(chǎn)生機理的基礎上，并以南水北調東線工程為例，提出煤、地、水資源同步利用模型；李鋼[7]認為礦地矛盾突出，需通過地礦系統(tǒng)內部協(xié)同，更需要通過統(tǒng)籌實現(xiàn)礦地雙方的共同發(fā)展，主要包括礦地統(tǒng)籌管理、礦地協(xié)調利用和礦、城、鄉(xiāng)統(tǒng)籌發(fā)展，并提出相應技術體系和統(tǒng)籌方向；陳小芳等[8]從宿州城礦鄉(xiāng)一體化進程中發(fā)現(xiàn)城鄉(xiāng)矛盾、城礦鄉(xiāng)之間的沖突即城鎮(zhèn)煤炭壓覆、礦產(chǎn)開采減少城鎮(zhèn)可利用空間等問題，并提出宿州城礦鄉(xiāng)統(tǒng)籌一體化發(fā)展規(guī)劃。目前學者多從定性角度對煤炭開采與水土資源利用相互影響進行研究，但未提出具體的定量評價方法，缺乏煤炭開采與水土資源利用相互影響程度空間化，以及針對具體類型及程度的有效整治措施。

本文依據(jù)已有研究成果，以山西省澤州縣長河流域為例，基于實地調研、資料統(tǒng)計與GIS技術，分析土地、水及煤炭資源的分布與利用現(xiàn)狀，對流域煤炭開采與水土資源利用相互影響進行定量評價，并基于此對綜合影響程度分級分區(qū)，實現(xiàn)流域煤炭開采與水土資源相互影響程度空間差異的可視化；明確分區(qū)中各類資源利用現(xiàn)狀及存在主要問題，更好地識別土地利用中存在的主要限制因素，為進一步明確整治對象與生態(tài)修復提供了空間途徑，為流域生態(tài)恢復、土地復墾及土地綜合整治規(guī)劃提供依據(jù)。

1 理論框架

煤炭開采與水土資源相互影響主要指由于土地、水或礦產(chǎn)資源在開發(fā)、利用、保護和管理過程中，與其他類型資源產(chǎn)生相互不利影響，造成資源互耗現(xiàn)象，具體表現(xiàn)形式主要有土地損毀、煤炭壓覆、水污染等問題。土地損毀形成是由于土地和煤層在空間分布上是垂直交錯疊置關系，煤炭開采活動在破壞地下巖層空間結構的同時，對地表造成塌陷、裂縫和壓占的情況，削減土地資源可利用數(shù)量，據(jù)測算，煤炭資源與耕地資源疊置區(qū)域面積占中國耕地總量的40%以上[9]，平均采煤塌陷系數(shù)為0.33 hm2/萬t。另外煤炭開采破壞耕地保水保肥性能，降低耕地質量，減弱煤炭采區(qū)的耕地資源空間優(yōu)勢。另外，由于采區(qū)地表不均勻沉降，造成地上建筑物出現(xiàn)裂隙、損毀及倒塌現(xiàn)象，據(jù)山西省抽樣調查，全省平均每開采1 000萬t煤炭會造成2.05萬m2建筑物損壞[10]；煤炭壓覆問題是農村居民點、水庫及城市建設區(qū)與煤炭開采區(qū)在空間上復合，導致煤炭資源壓覆，降低煤炭回采率，減弱煤炭資源空間稟賦優(yōu)勢；水污染問題主要包括一方面井工礦或露天礦坑開采過程中抽排大量地下水，導致地下水位下降，無法滿足該區(qū)域生產(chǎn)、生活用水，另一方面煤礦排放的污水、廢水、廢液滲入地下水，污染水質。因此，煤炭開采破壞水資源空間分布平衡性及穩(wěn)定性。由于土地、水及礦產(chǎn)資源利用過程中形成互耗，具體體現(xiàn)在資源數(shù)量減少、資源質量下降和資源空間配置低效等方面，是煤炭開采與水土資源之間不利影響形成的主要原因（圖 1）。因此在土地綜合整治過程中，應該更多地指向資源利用過程中資源數(shù)量與質量上的損耗以及資源空間配置中的不協(xié)調方面。

本文首先以山西省澤州縣長河流域47個行政村為評價單元，從資源系統(tǒng)的數(shù)量屬性、質量屬性和空間屬性3個層面構建評價指標，采用綜合指數(shù)和法和理想景觀向量模型計算土地損毀累積作用指數(shù)、煤炭開采損失程度指數(shù)和水資源匱乏指數(shù)，分析47個行政村土地、水及煤炭資源的損耗程度；其次，基于資源交互作用的累積效應，構建加和評價模型，評價煤炭開采與水土資源相互作用產(chǎn)生的綜合影響程度，并進行影響特征分析和影響程度劃分；最后，基于影響程度及特征構建土地利用功能分區(qū)，并提出相應的整治措施。

圖1 煤炭開采與水土資源利用相互影響類型及表征Fig.1 Types and representations of interaction between coal mining and water and soil resources utilization

2 研究方法與數(shù)據(jù)來源

2.1 研究區(qū)概況

長河流域位于山西省澤州縣西北部，包括下村鎮(zhèn)、大東溝鎮(zhèn)、川底鄉(xiāng)3個鄉(xiāng)鎮(zhèn)的47個行政村（圖2），面積約108 km2，其中耕地面積為6 472.97 hm2，以旱地為主，占研究區(qū)總面積的59.93%，耕作層為30～150 cm；林、草地面積為3 081.17 hm2，占研究區(qū)總面積的59.95%；區(qū)內水域面積為62.60 hm2，其中長河是沁河主要支流之一，面積為36.88 hm2，年徑流量為500萬m3左右。研究區(qū)平均海拔860 m；年平均氣溫11 ℃，年降雨量550～600 mm，無霜期170 d。長河流域位于山西沁水煤田界內，域內井田面積約有58.78 km2，煤炭資源儲量估算約46 702×104t；有海天、華陽、盈盛、岳圣山等11個年產(chǎn)大于90×104t/a煤礦企業(yè)，主采煤層為山西組 3號、太原組 9號及 15號。隨著社會經(jīng)濟發(fā)展對煤炭資源需求提高，流域內煤炭年開采量總計達到550×104t，對當?shù)厮临Y源破壞嚴重；2005—2015年因煤炭開采造成土地破壞面積約為6 313.54 hm2，占研究區(qū)的58.45%；煤炭開采造成地下水位下降，據(jù)農戶訪談得知地下水位從400 m降至約600 m；另外，由于鄉(xiāng)鎮(zhèn)、村莊建設造成煤炭壓覆儲量達3 058.5×104t，約占資源總儲量的6.5%，影響煤炭企業(yè)生產(chǎn)。流域內土地、水與煤炭資源要素在空間上相互疊加交互作用，主要表現(xiàn)為煤炭開采對水、土地的擾動，煤炭廢渣、廢液對水資源的點源污染、建設用地煤炭壓覆等，因此流域煤炭開采與水土資源利用相互影響特征顯著，具有研究的典型性。

圖2 研究區(qū)地理區(qū)位圖Fig.2 Location of study area

2.2 數(shù)據(jù)來源與處理

圖件主要為2015年7月長河流域礦業(yè)廢棄地及損毀土地現(xiàn)狀分布圖、2015年澤州縣土地利用現(xiàn)狀圖及2014年長河流域DEM圖、11個煤礦的井上下對照圖及煤層資源儲量估算圖、礦區(qū)土地損毀預測圖、澤州縣耕地質量評價成果圖（2012）；自然生態(tài)及社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)主要來源于《澤州縣生態(tài)功能區(qū)報告》、《煤礦區(qū)土地復墾方案》、《澤州縣土地利用總體規(guī)劃報告》、《澤州縣第一次全國水利普查成果匯編（2013）》、《澤州縣統(tǒng)計年鑒（2012—2015）》以及2015年7—8月的農戶調研和村長訪談。數(shù)據(jù)處理首先將11個煤礦井工上下對照圖及煤層資源儲量估算圖進行矢量化、格式轉換和坐標校準，并與2015年土地利用現(xiàn)狀圖進行地理配準，獲得村莊、水庫與煤炭儲量空間分布圖；其次根據(jù)各煤礦土地損毀預測圖、廢棄工礦地現(xiàn)狀分布圖與研究區(qū)土地利用現(xiàn)狀圖進行疊置分析，獲得研究區(qū)損毀土地空間分布圖；最后對社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)進行整理分析，通過 Arcgis將社會經(jīng)濟數(shù)據(jù)與矢量空間數(shù)據(jù)掛接，最終將上述數(shù)據(jù)聚合轉換到以行政村為基本單元中，進行綜合影響評價和整治措施制定；其他類型數(shù)據(jù)直接利用已有數(shù)據(jù)成果。

2.3 煤炭開采與水土資源利用相互影響評價方法

煤炭開采與水土資源利用相互影響程度評價旨在描述和評估土地、水及礦產(chǎn)資源利用過程中產(chǎn)生的不利作用大小與空間分布，揭示煤炭開采與水土資源脅迫響應形成與演變的機理，為土地綜合整治提供依據(jù)。本研究將煤炭開采與水土資源利用交互作用產(chǎn)生的綜合影響作為一級評價準則層，將流域中主要煤、地和水資源作為主要影響對象，以土地利用系統(tǒng)作為載體，將流域中土地損毀、煤炭壓覆及水量與水質下降等作為影響表征，并以此作為定量評價指標選擇的依據(jù)（圖3）。

圖3 煤炭開采與水土資源利用相互影響評價框架Fig.3 Evaluation framework of interaction between coal mining and water and soil resources utilization

綜合影響指數(shù)（combined influence index，CII）主要通過土地損毀累積作用指數(shù)（land-destruction cumulative effect index，LCEI）、水資源匱乏指數(shù)(water poverty index，WPI)和煤炭資源損失指數(shù)(coal loss index，CLI)進行度量（圖 3）。由于煤炭開采與水土資源利用的相互影響具有累積性和空間擴展性[11]，借鑒物質-能量流函數(shù)理論[12]，構建評價公式為

式中LCEIi、WPIi、CLIi表示i行政村的土地損毀累積作用指數(shù)、水資源匱乏指數(shù)和煤炭資源損失指數(shù)；基于數(shù)據(jù)可獲性和完整性，文中i表示以行政村作為評價單元。

2.3.1 土地損毀累積作用指數(shù)評價方法

土地損毀累積作用指數(shù)（LCEI）用于表征煤炭開采及水資源利用對土地造成損耗程度大小，可通過土地損毀程度及地形位指數(shù)[13]（terrain niche index，T）進行量化。此值越高，說明此行政區(qū)的土地損毀程度越高，受其他資源的影響程度越高。

式中，wiy表示i行政村土地損毀第y個指標的權重，主要采用結構熵權法[14]計算。hil表示i行政村土地損毀評價的第l個指標的標準化值，此值可采用極差標準化進行計算，評價指標[15-16]見表1。Ti表示i行政村的地形位指數(shù)，Ai和分別為第i行政村的高程值和研究區(qū)域的平均高程值；Bi和B分別為第i行政村的坡度和該研究區(qū)域的平均坡度值，具體在 ArcGIS10.1平臺上從研究區(qū) DEM中提取坡度和高程值，然后在柵格計算器中根據(jù)公式計算得出地形位指數(shù)分布。地形位指數(shù)越低，表明該村高程低、坡度小，土地地形條件平坦，有利于生產(chǎn)、生活空間布局，對整個區(qū)域開發(fā)越重要，若遭到破壞后，造成的土地損毀越嚴重，而地形位指數(shù)越高，表明該行政村高程高、坡度大，地形條件較差，土地開發(fā)利用優(yōu)勢較低，相較之土地損毀程度較低[13]。

表1 土地損毀指數(shù)評價指標體系Table 1 Indicators for assessing land destruction degree

主要評價指標說明。1）建筑物損毀指數(shù)是建筑物損毀概率與建筑物損毀程度比值，主要評價煤炭井工開采對建筑物的損毀程度，進而反映土地損毀情況，該值越高，說明煤炭開采對地表建筑物造成的破壞程度越高。建筑物損毀概率是損毀建筑物棟數(shù)/行政村建筑物總棟數(shù)，數(shù)據(jù)來源于澤州縣地籍調查現(xiàn)狀圖與各個村實地調查；建筑物損毀程度依據(jù)各行政村建筑物的裂縫條數(shù)和裂縫寬度分為高、中、低程度，分別賦值100、70、40。2）耕地資源場勢指數(shù)主要反映耕地資源的集中程度，該值越高，耕地資源集中程度越高，煤炭開采對耕地影響規(guī)模越大，耕地損毀程度相應也越高。3）水土不匹配指數(shù)主要反映各行政村耕地與水資源匹配狀況，該值越高，說明耕地損毀程度越低。

2.3.2 煤炭開采損失指數(shù)評價方法

煤炭開采損失指數(shù)表征土地和水資源利用對煤炭可開采量造成損失程度的大小，主要通過煤炭可開采數(shù)量損失、煤炭開采率和煤炭資源空間分布等方面進行評價[2,15,18-21]（表2）。表中各指標權重通過結構熵權法計算，指標值通過極差標準化后采用理想景觀向量模型[15]（式4）計算行政村范圍內煤炭損失指數(shù)。指數(shù)值越高，表明煤炭可開采量損失程度越高，水土資源利用對煤炭開采影響程度越高。

式中n是指標總數(shù)，vic是i行政村第c個煤炭損失程度評價指標的數(shù)值，MINC是行政村中第c個評價指標的最低值。

表2 煤炭開采損失程度評價指標體系Table 2 Indicators for assessing the coal loss degree

主要指標說明：1）土地、水利用干擾程度主要反映村莊建設用地及水庫壓覆煤炭情況，該值越高，表明煤炭壓覆情況越嚴重，煤炭開采損失程度越高。2）煤炭資源場勢指數(shù)也是反映煤炭在空間上的富集情況，該指數(shù)越高，煤炭資源富集程度越高，煤炭壓覆概率越高，造成煤炭可采規(guī)模損失越嚴重。

2.3.3 水資源匱乏指數(shù)評價方法

水資源匱乏指數(shù)（water poverty index, WPI）表征煤炭開采及土地資源利用對水資源造成損失程度的大小。主要從水資源數(shù)量損失、水質污染和水資源空間分布等方面進行評價，參考相關文獻確定評價指標[18-20]（表3）。表中各指標值權重和標準化值計算同上，最后采用理想景觀向量模型式（5）計算行政村范圍內水資源匱乏指數(shù)。該值越高，表明行政村內由于其他資源的利用而造成水資源數(shù)量下降、水質污染而不能滿足區(qū)域生產(chǎn)、生活用水的缺口也越大。

式中izv是i行政村第z個評價指標的數(shù)值，MINz是i行政村中第z個評價指標的最低值。

2.4 土地整治控制策略

受漸變性特征的約束，根據(jù)綜合影響程度分級是土地整治對策與措施制定的基礎。土地整治策略主要是在流域煤炭開采與水土資源交互作用產(chǎn)生的綜合影響評價結果的基礎上，針對綜合影響程度及其類型產(chǎn)生的主導限制因素確定土地利用功能分區(qū)（圖 4），并根據(jù)對應分區(qū)確定土地整治級別（即優(yōu)先性）及整治策略。

表3 水資源匱乏程度評價指標體系Table 3 Indicators for assessing water poverty degree

圖4 土地整治策略技術流程Fig.4 Flow chart for land consolidation strategy

根據(jù)綜合影響評價結果確定整治的優(yōu)先性和差異性，針對土地利用功能分區(qū)主導影響因素提出修復、保護、復墾和提升 4個整治措施類型：修復型主要是針對綜合影響程度高且煤炭、土地和水資源損失較高的區(qū)域，不利于農戶生產(chǎn)、生活，對此類區(qū)域在優(yōu)先煤炭開采前提下，實施適度村莊搬遷或零星居民點整理，釋放壓煤儲量，提高煤炭可開采數(shù)量，并通過村莊搬遷抽稀人口密度以及生態(tài)修復工程，以緩解資源利用矛盾；保護型主要是針對綜合影響程度高但水、土資源損毀中等的區(qū)域，適度控制礦產(chǎn)開采規(guī)模，重點進行生態(tài)資源保護；復墾型主要針對綜合影響程度為中度，壓煤儲量中等，但土地資源損毀重度的地區(qū)，通過合理控制礦產(chǎn)開采，對損毀土地進行復墾使其恢復到原先可以利用的狀態(tài)；提升型主要是針對綜合影響程度為輕度或（基本）無，且水、土資源空間集聚的區(qū)域，以現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)引領型的標準化土地整治為主，提高耕地質量等級，為承接現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)做準備。

3 結果與分析

3.1 土地損毀累積作用評價結果

經(jīng)過實地調查，流域采煤塌陷地、居民建筑損毀點、煤矸場以及其他工礦廢棄地，主要分布在區(qū)域西部（圖5a）。通過土地損毀指數(shù)評價，并采用GIS中自然裂點法將其分為3類區(qū)域（圖5b）。

圖5 土地損毀及其累積評價指數(shù)空間分布圖Fig.5 Distribution for land destruction and its cumulative effect index

1）土地高度損毀區(qū)（>0.137～1.00），涉及15個行政村，面積為4 775.90 hm2，主要包括：耕地與煤炭采區(qū)空間疊置面積有2 580.85 hm2，占高度損毀區(qū)總面積的54.4%；林、草地有1 247.29 hm2，占高度損毀區(qū)總面積的26.11%。該區(qū)位于長河西部丘陵區(qū)，是研究區(qū)煤礦開采工作面集中區(qū)，因此煤炭開采導致土地大面積裂縫和塌陷以及居民建筑損毀，如常坡村田塊最寬的裂縫達30 cm，長數(shù)十米，房屋沉陷和裂縫情況嚴重，以及王虎山村多處房屋沉陷可達10 cm左右，裂隙高達約5 m。

2）土地中度損毀區(qū)（>0.099～0.137）涉及 22個行政村，面積為5 008.005 3 hm2，主要位于：流域中南部，耕地與采區(qū)疊置面積1 975.87 hm2，占中度損毀區(qū)總面積的39.45%；林、草地面積為1 096.99 hm2，占21.90%。該區(qū)長河以西是受海天、華陽等煤礦開采干擾造成塌陷、廢棄壓占土地集中分布，且當?shù)胤课萦休p微裂縫，如溝西、中街、原莊等；長河以東是由于鄰近煤礦開采的干擾，耕地出現(xiàn)小規(guī)模裂縫、塌陷等情況，大多可農戶自行修復，但耕地漏肥走水現(xiàn)象普遍，耕地質量較低多為4～7等，且植物覆蓋率低，地勢較高處有三級土壤侵蝕，增加土地損毀程度，主要包括賀坡、庾能、北村等村莊。

3）土地輕度損毀區(qū)（0～0.099）面積為 1 537.795 9 hm2，主要位于：流域中部和南部，包括李山村、劉村、東溝村等，耕地與采區(qū)空間疊置面積4.30 hm2，占0.27%，林、草地面積為417.39 hm2，占27.14%。該區(qū)社會經(jīng)濟發(fā)展較快，是城鎮(zhèn)發(fā)展和人口聚居中心，且煤炭開采活動干擾較低，根據(jù)實地調查無土地塌陷損毀及房屋裂縫等情況，地勢較平坦，二級土壤侵蝕，生態(tài)用地比例約為21%，土地損毀程度較低。

3.2 水資源匱乏評價結果

水匱乏指數(shù)（WPI）主要反映由于水資源狀況與行業(yè)需水之間的差異[22]。在本研究中反映由于其他資源利用的干擾下，水資源對生產(chǎn)、生活用水需求的供給能力。

流域地表水資源主要分布在研究區(qū)中西部地區(qū)，主要包括長河、沙溝水庫、寺河水庫及其他 4座水庫，地下水資源的60%左右是埋藏于地面400 m以下的深水層。研究區(qū)缺水率平均為 30%左右，水資源供需比均<1。另外經(jīng)過實地調研，煤炭開采對地下水資源擾動（平均噸煤開采破壞水量為7 t左右）及農田化肥點源污染是研究區(qū)水資源損毀的主要因素。研究區(qū)水匱乏指數(shù)評價結果（圖6）顯示，并采用自然裂點法將其分為3類區(qū)域。

水匱乏指數(shù)高值區(qū)（>0.272～1.00）面積為3 077.02 hm2，涉及15個行政村，此區(qū)無煤炭開采活動干擾，無地表水，地下水屬于深層水，主要依靠提水井滿足生產(chǎn)、生活需求。水匱乏指數(shù)中值區(qū)（>0.241～0.272）面積為5 547.64 hm2，涉及22個行政村，地表水面積為28.67 hm2。該區(qū)緊鄰長河，為沁河的一大支流，常年性河流，年徑流量 500～700萬 m3，除雨季洪水之外一般水量不大，主要滿足于長河附近的農田灌溉，輻射范圍較小。水匱乏指數(shù)低值區(qū)（0～0.241）面積為2 697.04 hm2，涉及10個行政村，地表水面積28.55 hm2。該區(qū)為煤炭集中開采區(qū)域，礦井抽水后地下水位下降導致提水井干枯，但礦井下涌水（平均單井涌水量1 500 m3/d）經(jīng)抽到地面后，經(jīng)過處理，水質優(yōu)良，仍能滿足礦區(qū)生產(chǎn)與居民生活用水需要。

圖6 水資源匱乏指數(shù)空間分布圖Fig.6 Distribution of water poverty index (WPI)

3.3 煤炭開采損失評價結果

煤炭開采損失主要是由于村莊、水域及水利設施等壓煤以及煤層充水，限制地下煤炭開采活動而導致煤炭開采率下降引起煤炭開采損失。研究區(qū)煤炭開采損失指數(shù)評價結果（圖7）顯示，并采用自然裂點法將其分為3類區(qū)域。

煤炭開采損失指數(shù)高值區(qū)（>0.223～1）面積2 286.70 hm2，分布在流域西部，涉及9個行政村，是煤炭主采區(qū)。根據(jù)《煤炭資源開發(fā)方案》得出該區(qū)煤炭壓覆面積為274.91 hm2，占12.02%，壓煤儲量約2 017.5×104t。主要是因為此區(qū)含9號（平均厚度1.55 m）和15號（平均厚度 2.16 m）主要開采煤層，由于煤炭壓覆造成煤炭開采損失。煤炭開采損失指數(shù)中值區(qū)（>0.081～0.223）面積為3 340.56 hm2，涉及13個行政村，煤炭壓覆面積為126.35 hm2，占3.78%。由于該區(qū)雖含有3號、9號及15號煤層但規(guī)模較小，壓煤儲量約932×104t。煤炭開采損失指數(shù)低值區(qū)（0～0.081）面積為5 694.44 hm2，涉及25個行政村。該區(qū)位于沁水煤田邊緣，僅有有零星壓煤區(qū)域且只為14.90 hm2，占0.26%，壓煤儲量約109×104t。

3.4 綜合影響程度評價結果

經(jīng)過式（1）計算，流域綜合影響指數(shù)值主要在0～3之間，并采用GIS中自然斷裂法將綜合影響程度分為高、中、低和（基本）無等4級（圖8）。

1）綜合影響指數(shù)高值區(qū)（0.599～3），面積為2 286.695 7 hm2（占流域總面積的20.21%），主要分布在流域西北部和西南部，包括①高煤炭開采損失區(qū)域，其內煤炭資源豐富，分布9號和15號煤層，同時壓煤村莊數(shù)量達9個左右，導致煤炭壓覆規(guī)模較大；②高土地損毀區(qū)域占高值區(qū)的81.86%，分布在流域的西北部和西南部，主要是受煤炭開采活動集中的影響，出現(xiàn)土地塌陷、裂縫及壓占，以及由此引發(fā)的地質災害及水土流失等生態(tài)環(huán)境問題，中/低土地損毀面積較小；③中度水資源匱乏區(qū)域，主要是由于煤炭開采對水資源數(shù)量、質量的損耗，但又由于礦井涌水的高效利用，一定程度彌補水資源損耗。

圖7 壓煤村莊（水庫）及其煤炭損失評價指數(shù)空間分布圖Fig.7 Distribution for coal village (reservoir)and coal loss index (CLI)

2）綜合影響指數(shù)中值區(qū)（>0.439～0.599），面積為3 780.80 hm2（33.39%），主要分布在長河西部， 主要包括①高土地損毀區(qū)域，主要是西部丘陵區(qū)，區(qū)內土地利用類型主要為耕地、村莊和零星的林、草地，土地損毀主要表現(xiàn)為煤炭開采導致土地塌陷及裂縫、村莊建筑物沉陷及產(chǎn)生的裂縫；②該區(qū)域有沙溝水庫、寺河水庫及其他 4座小型水庫，但地表水蓄量僅能滿足周邊村莊生產(chǎn)、生活用水，供給范圍有限。

圖8 綜合影響空間分布圖Fig.8 Distribution for combined influence index (CII)

3）綜合影響指數(shù)低值區(qū)（>0.387～0.439），面積為2 745.61 hm2（24.24%），主要分布在流域東北部，主要包括①長河東側的耕地，臨近煤炭采掘工作面，受到煤炭開采的擾動，但可自行修復；②東部丘陵區(qū)林地，具有蓄水涵養(yǎng)、水土保持的功能；③該區(qū)無地表水源，且地下水埋深達400 m，用水成本高。

4）（基本）無綜合影響區(qū)（0～0.387），面積為2 508.60 hm2（22.16%），主要分布在流域東南部，該區(qū)臨近長河且無礦業(yè)生產(chǎn)的擾動，長河沿岸有部分水澆地，但以傳統(tǒng)旱作為主。

3.5 基于綜合影響程度的土地整治策略

依據(jù)土地整治技術流程（圖4），結合流域綜合影響程度空間分布及土地利用主要問題，將流域土地利用空間分為七大土地利用功能區(qū)（圖9），構建煤炭與水土資源綜合利用的整治策略矩陣（表4）。

1）重點生態(tài)修復區(qū)（Z1）屬于I1級綜合影響控制區(qū)，主要包括高損毀的土地資源及高損失的煤炭資源。這些地區(qū)蘊含豐富的煤炭資源，但因村莊及水庫壓煤而造成開采效率下降，同時這些地區(qū)地勢較高，土地、水資源受到煤炭開采活動干擾而易引發(fā)土地塌陷及水土流失。因此，此區(qū)應在保證煤炭開采活動的前提下，重點采取坡改梯工程、水土保持工程和土壤改良等改良措施，如以蓄水、保土為核心，通過增加表土厚度，平整土地、修筑田坎、修筑蓄水灌排系統(tǒng)，種植護坡林草等，恢復地表植被，提高耕地質量，維護生態(tài)環(huán)境。

2）重點生態(tài)保護區(qū)（Z2）屬于I2級綜合影響控制區(qū)，主要包括受損嚴重土地。區(qū)內土地因地下開采而塌陷、裂縫，水肥流失，地基承載力下降，因煤矸石壓占、廢棄地等威脅土地高效利用，但由于臨近水庫以及礦井涌水彌補，水資源匱乏程度較低，因此該地區(qū)在適度限制煤炭開采活動的前提下，通過農田平整、植被恢復及村莊、廢棄地整治等多項措施保護該區(qū)田、水、林、村綜合生態(tài)系統(tǒng)。

3）損毀土地復墾區(qū)（Z3）屬于II1等級綜合影響控制區(qū)，主要是土地集中損毀，重點通過地貌重塑、土壤重構、林網(wǎng)構建及基礎設施建設等工程措施進行損毀土地的恢復和重建，可復墾為農田、林草地或休閑農業(yè)區(qū)等。

4）耕地資源保護區(qū)（Z4）屬于II2等級綜合影響控制區(qū)，主要是土地損毀中度，不影響正常的農業(yè)生產(chǎn)和工程建設，且有一定水源補充，因此在禁止對耕地損害大的生產(chǎn)建設活動的前提下，本區(qū)重點通過土壤重構、土地平整、農田水利等措施，改善耕作條件，重點保護耕地資源。

5）水資源匱乏修復區(qū)（Z5）屬于III1 等級綜合影響控制區(qū)，主要水資源破壞嚴重不能滿足生產(chǎn)、生活需求。因此該區(qū)的土地整治以節(jié)水設施工程建設為主導，采取渠道防滲、地下管灌、地上膜灌、噴微灌等措施，配套土地平整、田間道路、農田防護與生態(tài)環(huán)境保持等工程，實現(xiàn)節(jié)水農田建設。

6）水資源與耕地資源保護區(qū)（Z6）屬于III2 等級綜合影響控制區(qū)，主要位于區(qū)域西南部和東北部，煤炭開采對耕地資源干擾度較小且緊鄰長河，因此該區(qū)主要通過土地整治完善農田灌溉排水設施工程，開展田間道路工程，并改善田塊形狀，開展內部零星地類的整治，促進農田集中連片，以及有效的農田節(jié)水工程建設，盡量滿足水土資源平衡為農業(yè)規(guī)模經(jīng)營創(chuàng)造條件。

7）耕地質量提升區(qū)（Z7）屬于資源利用協(xié)調區(qū)，主要位于流域東南部，為低度或基本無損的土地，但水資源較匱乏。此區(qū)煤炭開采干擾較小，耕地資源豐富，因此一方面可通過土地平整工程改善耕作條件、增加農田水利設施、提高耕地質量，另一方面可通過土地整治與現(xiàn)代農業(yè)發(fā)展相結合按照產(chǎn)業(yè)化發(fā)展和農業(yè)生產(chǎn)總體布局的要求，科學設計農田整治方案，為現(xiàn)代農業(yè)建設提供基礎。

圖9 基于綜合影響指數(shù)的土地利用功能分區(qū)Fig.9 Land use performance zoning based on land-mining utilization conflicts

目前，長河流域進入煤炭資源產(chǎn)業(yè)轉型期，根據(jù)以上結果，土地整治應結合產(chǎn)業(yè)發(fā)展需求與資源利用情況進行統(tǒng)一規(guī)劃，例如，綜合影響較低的區(qū)域以現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)用地標準進行整治，成為現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)承接地；而綜合影響較高的區(qū)域亟需納入生態(tài)恢復計劃，滿足當?shù)鼐用瘛叭毙枰?；而對于綜合影響中等的區(qū)域，對產(chǎn)生影響的主導因素進行有序、有效整治，成為流域產(chǎn)業(yè)轉型用地需求的后備力量。

3.6 綜合影響評價與整治策略的有效性分析

依據(jù)《澤州縣土地利用總體規(guī)劃（2006—2020）》，將劃分的流域土地利用功能分區(qū)圖層與土地用途分區(qū)圖層疊加分析煤炭開采與水土資源利用綜合影響空間分區(qū)的合理性。表 5顯示，以耕地和水資源保護為主導的區(qū)域（Z5、Z6、Z7）中基本農田保護區(qū)規(guī)劃比例超過40.55%～68.12%，城鎮(zhèn)村建設用地規(guī)劃比例在 4.95%～12.78%之間；以損毀土地復墾為主導的區(qū)域（Z3、Z4）中規(guī)劃基本農田比例在 25%～37.77%之間，而獨立工礦用地區(qū)為 7.39%～15.07%之間，高于其他區(qū)同類用地比例；以生態(tài)保護為主導的區(qū)域（Z1、Z2）中林業(yè)用地區(qū)規(guī)劃比例為26.94%～30.04%，高于其他區(qū)域林地規(guī)劃比例。由此看出基于綜合影響評價結果的流域礦區(qū)土地利用功能分區(qū)結果與土地利用用途分區(qū)規(guī)劃基本吻合，可為長河流域永久性基本農田保護紅線、城鎮(zhèn)建設邊界及生態(tài)保護紅線提供一定參考依據(jù)。另據(jù)《澤州縣土地整治規(guī)劃（2011—2015）》中要求長河流域提高基本農田、農業(yè)現(xiàn)代化及土地復墾等建設項目的比例，與面向綜合影響評價的整治策略基本吻合。

表5 土地利用功能分區(qū)與2020年土地利用規(guī)劃對照表Table 5 Comparison between land use zoning and land use planning result of 2020 %

4 討 論

1）基于流域煤炭開采與水土資源相互影響的類型與表征，建立綜合影響評價模型，能夠有效地對區(qū)域煤炭開采與水土資源相互影響水平等級評價，而且能夠對單項資源要素的優(yōu)劣進行判斷，從而揭示更多的信息，為土地綜合整治提供科學依據(jù)。

關于煤炭開采與水土資源利用關系定量評價，劉斌等[23]根據(jù)區(qū)域內景觀格局和破碎度，采用生態(tài)指數(shù)、生態(tài)脆弱度指數(shù)和潛在生態(tài)損失度指數(shù)測算景觀生態(tài)風險值。常青等[24-25]從生態(tài)敏感度、土地損毀累積作用系數(shù)和暴露系數(shù)對礦區(qū)土地損毀生態(tài)風險進行度量。馮宇等[26]則從空間外部壓力、空間暴露性及空間穩(wěn)定性對流域煤炭開采引起的土地利用沖突進行研究。部分學者也采用生態(tài)足跡[27]、生態(tài)梯度[28]、耦合模型[29]等評價方法對煤炭開采的資源效應進行評價。但是多數(shù)學者側重煤炭開采對水土資源利用的單向影響，忽視兩者之間的相互影響，另一方面從評價指標體系來看多為宏觀層面指標，無法從微觀分析單項影響因素的優(yōu)劣。鑒于此，本研究從立體空間的角度，對地下煤炭資源開采和地上水土資源利用之間相互影響機理及表征進行分析，并以土地、水和煤炭為相互作用對象，從數(shù)量、質量和空間等 3方面屬性建立評價指標體系，構建綜合影響評價模型；同時，為了顯化單項資源的損耗狀態(tài)，構建土地損毀指數(shù)、煤炭損失指數(shù)和水資源匱乏指數(shù)，綜合評價流域煤炭開采與水土資源利用相互影響程度，豐富了礦區(qū)資源利用效應評價定量研究方法，也為土地整治策略制定提供有效依據(jù)。

2）該研究是在流域土地損毀評價基礎上擴展成煤炭開采與水土資源相互影響綜合評價，以數(shù)量、質量和空間等屬性作為評價落腳點，以此制定和探索整治控制策略。然而在資源利用過程中，資源利用相互影響涉及不同時空尺度，不同時空尺度所涉及的問題及影響表現(xiàn)形式也有所不同，相應的整治規(guī)劃與措施也應有所調整，要實施有效的資源利用整治措施，必須依據(jù)村級層面的微觀尺度研究結果[30]。另外，由于煤炭開采與水土資源利用方式形成和變化與研究區(qū)生產(chǎn)、生活與生態(tài)等因素緊密聯(lián)系，即除了土地要素是資源利用相互影響主要受體及整治對象，其他如農戶生計、糧食安全、生態(tài)文明等社會經(jīng)濟因素也影響資源利用。因此，研究視角放大到“煤炭-水土”資源利用和“社會-經(jīng)濟”交互復合系統(tǒng)中，資源利用表現(xiàn)形式和影響范圍將會更加復雜和廣泛。今后研究中可進一步從村級尺度深入探討和分析“煤炭-水土”資源綜合利用在“社會-經(jīng)濟”復合系統(tǒng)中的發(fā)展和表現(xiàn)形式及整治策略。

5 結 論

1）通過實地調研及GIS技術，對煤炭開采與水土資源利用相互影響進行綜合評價，并將其劃分為高、中、低和基本無影響區(qū)，能夠揭示流域單一資源損毀及其資源利用交互作用的區(qū)域差異；綜合土地、水及煤炭資源損毀定量評價進行綜合影響程度分級分區(qū)，能夠更好地揭示不同影響區(qū)內主導限制因素，為明確土地整治對象提供依據(jù)。

2）資源利用綜合影響高、中、低值區(qū)及基本（無）影響區(qū)，所占研究區(qū)總面積的比例分別是 20.21%、33.39%、24.24%和22.16%。綜合影響高值區(qū)主要分布在流域西北部和西南部，煤炭利用與水土資源相互影響的特征是煤炭壓覆、高度土地損毀及中度水資源匱乏；中值區(qū)主要分布在流域西部，高度土地損毀是主要特征；低值區(qū)主要分布在流域東北部，水資源匱乏是主要特征；無影響區(qū)主要分布在流域東部，無煤炭生產(chǎn)活動擾動，且緊鄰長河便于農田灌溉。

3）通過對以上綜合影響程度異質區(qū)進行修復、保護、復墾和提升等不同等級的整治策略優(yōu)先排序，可將流域土地功能區(qū)分為重點生態(tài)修復區(qū)（Z1）、重點生態(tài)保護區(qū)(Z2)、 損毀土地復墾區(qū)（Z3）、耕地資源保護區(qū)（Z4）、水資源匱乏修復區(qū)（Z5）、水資源與耕地資源保護區(qū)（Z6）和耕地質量提升區(qū)（Z7）等七大功能，其結果與澤州縣第三輪土地利用總體規(guī)劃中土地用途分區(qū)相比較，對應的主要土地用途分區(qū)分別是林業(yè)用地（占Z1的30.04%）、林業(yè)用地（占 Z2的 26.94%）、一般農地區(qū)（占 Z3的28.21%）及基本農田保護區(qū)（占Z4、Z5、Z6及Z7區(qū)的37.77%以上），研究結果與土地規(guī)劃基本吻合，說明此法具有一定的有效性，可為流域土地整治規(guī)劃提供依據(jù)。

該研究是從立體空間角度對地下煤炭資源和地上水土資源之間相互影響評價并制定相應的整治策略的嘗試與探索，該方法有利于土地利用規(guī)劃和土地整治規(guī)劃有機結合，提高土地整治的有效性。今后在研究中，可在此基礎上把社會經(jīng)濟因素考慮進來，以進一步完善流域資源利用綜合評價與整治研究。

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Determination of conflict between coal mining and water and soil resources utilization and land consolidation strategy of resource destruction in river basin

Liu Huifang1,2, Bi Rutian1※, Wen Bo2
(1. College of Resource & Environment, Shanxi Agricultural University, Taigu030801,China;2.College of Public Administration, Nanjing Agricultural University, Nanjing210095,China)

Quantifying the land-mining utilization conflicts will help to know the major limiting factors and improve the pertinence and effectiveness of land consolidation. Although the land-mining utilization and resource-environment effects and a lot of theoretical frameworks and qualification models have been studied to find ways to solve the resource use conflicts, it is not clear how the spatial heterogeneity of resources utilization conflicts based on resources destruction can be quantitatively visualized, and what kinds of targeted control strategies should be taken in various types and grades of resources utilization conflicts. This study carries out a case study on 47 villages in Changhe Basin of Zezhou County in Shanxi Province. Firstly,the evaluation index system was built from 3 aspects of land-mining resource system: quantity attribute, quality attribute and space attribute. The comprehensive index method and the landscape vector model were adopted to calculate the indices of land damage accumulation function, coal mining loss degree and water poverty for analyzing loss degree of land, water and coal resource. Then based on the accumulating effects of resource utilization conflicts, the sum evaluation model was used to measure the degree of land-mining utilization conflict and classify the conflicts. Thirdly, the consolidation measures were put forward based on different land-mining utilization conflicts degree and regional function division of land use. The results showed that: 1) The field survey and GIS (geographic information system) methods were adopted to overall evaluate the land-mining conflicts and illustrate 4 zones: the high conflict zone, the medium conflict zone, the low conflict zone and the conflict-free zone, which can reveal the regional differences of resources damage and interaction of resource utilization.Combined with land, water and coal resources damage assessment, the major limiting factors in different conflicts areas were revealed, which offered reference to land consolidation. 2) The areas of 4 zones are as follows: the high conflict zone (20.21%of the total area), the medium conflict zone (33.39 % of the total area), the low conflict zone (24.24% of the total area) and the non-conflict zone (22.16% of the total area). The high conflict zone is mainly located in the northwest and southwest parts of basin whose main features are coal being covered, serious land damage and water shortage; the medium conflict zone is distributed in west side of basin with serious land damage; the low conflict zone is mainly located in the northeast of basin,which is lacking of water resources; the non-conflict zone is distributed in east side of basin, which has no disturbance of coal mining and the farmland easy to be irrigated. 3) The zoning matrix of land use for land-mining utilization conflict control strategies was formulated based on conflict zones, which can be used to picture the land use control zone. The zoning matrix of land use included major ecological restoration area (Z1), major ecological restoration area (Z2), damaged land reclamation area (Z3), and cultivated land reserve area (Z4), water deficient restoration area (Z5), cultivated land and water reserve area(Z6), and cultivated land quality improvement area (Z7), which corresponded to forestry land (30.04%), forestry land (26.94%),general agricultural zone (28.21%) and basic farmland protection zone (Z4, Z5, Z6 and Z7 zone were above 37.77%). The results show that this zoning method is effective and can offer reference to land consolidation planning. The study reveals that the quantitative evaluation can not only provide the stereoscopic view of resources utilization conflicts, but also provide an operational approach to integrate land reclamation planning into industrial development planning by making targeted land use conflict prevention decisions, which helps to improve the effectiveness of land consolidation and land management in the mining region.

land use; land consolidation; water resources; river basin; combined influence index; land-destruction cumulative effect index; water poverty index; coal loss index

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.14.033

F301.24; TD88

A

1002-6819(2017)-14-0238-12

劉慧芳，畢如田，文 博. 流域“地-礦”土地水資源利用沖突測度確定及土地整治策略[J]. 農業(yè)工程學報，2017，33(14)：238－249.

10.11975/j.issn.1002-6819.2017.14.033 http://www.tcsae.org

Liu Huifang, Bi Rutian, Wen Bo. Determination of conflict between coal mining and water and soil resources utilization and land consolidation strategy of resource destruction in river basin[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering(Transactions of the CSAE), 2017, 33(14): 238－249. (in Chinese with English abstract)

doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2017.14.033 http://www.tcsae.org

2017-02-23

2017-07-05

國土資源部公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費課題（201411007）

劉慧芳，女，山西長治人，講師，博士生，主要從事土地可持續(xù)利用方面的研究。太谷 山西農業(yè)大學資源環(huán)境學院，030801。

Email：568326027@qq.com

※通信作者：畢如田，男，山西陽泉人，博士生導師。主要研究方向為資源環(huán)境信息技術、土地復墾與規(guī)劃。太谷 山西農業(yè)大學資源環(huán)境學院，030801。Email：brt@sxau.edu.cn