流域“地-矿”土地水资源利用冲突测度确定及土地整治策略

刘慧芳，毕如田，文 博

（1. 山西农业大学资源环境学院，太谷 030801；2. 南京农业大学公共管理学院，南京 210095）

·土地整理工程·

流域“地-矿”土地水资源利用冲突测度确定及土地整治策略

刘慧芳1,2，毕如田1※，文 博2

（1. 山西农业大学资源环境学院，太谷 030801；2. 南京农业大学公共管理学院，南京 210095）

量化区域煤炭开采与水土资源相互影响程度，有助于把握土地利用过程中的主要限制因素，提高土地整治的针对性与有效性。该文以山西省泽州县长河流域为研究区，提出煤炭开采与水土资源利用相互影响测度与土地整治策略的思路和方法。首先提出煤炭开采与水土资源相互影响分析框架，并将土地、水和煤炭作为主要的相互影响对象，将土地利用系统作为影响载体，借助数学模型和GIS空间分析技术，依次评价土地损毁累积作用指数、水资源匮乏指数和煤炭资源损失指数；然后确定综合影响值及其等级空间分布，并据此将流域划分为重点生态修复区、重点生态保护区、损毁土地复垦区、耕地资源保护区、水资源匮乏修复区、水资源与耕地资源保护区和耕地质量提升区等七大土地利用功能区，并根据主要限制因素提出相应的土地整治策略。研究结果表明综合影响高值区及中值区面积占研究区总面积的分别是20.21%和33.39%，主要分布在流域西部，是煤炭开采活动集聚区，煤炭压覆及土地损毁是冲突主要表现特征，划分为重点生态修复区、重点生态保护区、损毁土地复垦区和耕地资源保护区；综合影响低值区及（基本）无影响区分别占24.24%和22.16%，主要分布在流域东部，水资源匮乏是冲突主要表现特征，划分为水资源匮乏修复区、水资源与耕地资源保护区、耕地质量提升区，以上分区与土地利用总体规划中土地用途分区基本吻合。综合影响测度模型有利于定量分析“煤炭-水土”相互利用影响等级与主导限制因素，为制定有效的土地整治策略提供依据。

土地利用；土地整治；水资源；流域；综合影响指数；土地损毁累积指数；水资源匮乏指数；煤炭损失指数

0 引 言

长期以来，水土资源、煤炭能源分别作为中国社会经济发展的基础物质和廉价动力，在国民经济发展过程中具有举足轻重的作用。其中土地资源是社会经济发展的重要空间载体，根据《全国土地利用总体规划（2006—2020）》规划建设用地规模从2005年的3 192.24万hm2增至2020年3 777.24万hm2，而2003年以来中国提出土地参与宏观调控政策后，更加凸显土地资源为中国社会经济发展提供了空间载体及经济发展动力。而我国水资源匮乏，人均水资源占有量仅相当于世界人均水平的1/4[1]；煤炭是中国重要的生产能源及工业原料，长期以来一直占中国能源生产和消费总量的 65%以上；随着社会经济发展，中国煤炭采量从2000年的10×108t增至2014年的近40×108t，以每年近2亿t的速度增加满足社会经济增长需求[2]。但随着煤炭开采及水土资源利用规模扩大，煤炭开采与水土利用相互约束不断加剧，逐渐成为限制煤炭资源富集区资源可持续利用的重要因素。

国外对煤炭开采与水土资源利用相互影响研究多从矿产开采前煤炭开采与土地利用综合规划及管理，确定合理的资源利用方式达到预防资源利用冲突的目的。Craynon等[3]基于社会、经济、环境3个方面因素考虑，采用系统工程方法优化矿山设计，提出运用“GIS”技术来识别存在区域的煤炭-水-基础设施冲突情况，预先做好矿山规划，避免煤炭开采过程中冲突发生，并以美国Appalachia露天煤矿为例进行了验证。Wawryk[4]针对澳大利亚南部保护区阿卡鲁拉地区煤炭开采与土地利用相互影响及解决方式进行研究，认为现存的法律制度具有明显层次性保护过程，即具有高价值的公共土地优于私人土地利用，因此，为更好的保护矿区范围内的私人土地，提出增加采矿用地压力，在阿卡鲁拉保护区建立保护区新体系。Hartje等[5]在其研究中指出大部分国家或地区的采矿者与资源所有者之间签订合同时也规定了采矿者应承担的责任和义务，并以美国和德国的实践为例进行了实证分析，认为财政保证是矿山生态环境恢复治理的重要而有效的策略。国内学者多从资源协调利用的角度分析煤炭开采对土地、水资源造成的负面影响，并着重提出相应的调控措施。娄华君等[6]基于煤、地、水互耗矛盾产生机理的基础上，并以南水北调东线工程为例，提出煤、地、水资源同步利用模型；李钢[7]认为矿地矛盾突出，需通过地矿系统内部协同，更需要通过统筹实现矿地双方的共同发展，主要包括矿地统筹管理、矿地协调利用和矿、城、乡统筹发展，并提出相应技术体系和统筹方向；陈小芳等[8]从宿州城矿乡一体化进程中发现城乡矛盾、城矿乡之间的冲突即城镇煤炭压覆、矿产开采减少城镇可利用空间等问题，并提出宿州城矿乡统筹一体化发展规划。目前学者多从定性角度对煤炭开采与水土资源利用相互影响进行研究，但未提出具体的定量评价方法，缺乏煤炭开采与水土资源利用相互影响程度空间化，以及针对具体类型及程度的有效整治措施。

本文依据已有研究成果，以山西省泽州县长河流域为例，基于实地调研、资料统计与GIS技术，分析土地、水及煤炭资源的分布与利用现状，对流域煤炭开采与水土资源利用相互影响进行定量评价，并基于此对综合影响程度分级分区，实现流域煤炭开采与水土资源相互影响程度空间差异的可视化；明确分区中各类资源利用现状及存在主要问题，更好地识别土地利用中存在的主要限制因素，为进一步明确整治对象与生态修复提供了空间途径，为流域生态恢复、土地复垦及土地综合整治规划提供依据。

1 理论框架

煤炭开采与水土资源相互影响主要指由于土地、水或矿产资源在开发、利用、保护和管理过程中，与其他类型资源产生相互不利影响，造成资源互耗现象，具体表现形式主要有土地损毁、煤炭压覆、水污染等问题。土地损毁形成是由于土地和煤层在空间分布上是垂直交错叠置关系，煤炭开采活动在破坏地下岩层空间结构的同时，对地表造成塌陷、裂缝和压占的情况，削减土地资源可利用数量，据测算，煤炭资源与耕地资源叠置区域面积占中国耕地总量的40%以上[9]，平均采煤塌陷系数为0.33 hm2/万t。另外煤炭开采破坏耕地保水保肥性能，降低耕地质量，减弱煤炭采区的耕地资源空间优势。另外，由于采区地表不均匀沉降，造成地上建筑物出现裂隙、损毁及倒塌现象，据山西省抽样调查，全省平均每开采1 000万t煤炭会造成2.05万m2建筑物损坏[10]；煤炭压覆问题是农村居民点、水库及城市建设区与煤炭开采区在空间上复合，导致煤炭资源压覆，降低煤炭回采率，减弱煤炭资源空间禀赋优势；水污染问题主要包括一方面井工矿或露天矿坑开采过程中抽排大量地下水，导致地下水位下降，无法满足该区域生产、生活用水，另一方面煤矿排放的污水、废水、废液渗入地下水，污染水质。因此，煤炭开采破坏水资源空间分布平衡性及稳定性。由于土地、水及矿产资源利用过程中形成互耗，具体体现在资源数量减少、资源质量下降和资源空间配置低效等方面，是煤炭开采与水土资源之间不利影响形成的主要原因（图 1）。因此在土地综合整治过程中，应该更多地指向资源利用过程中资源数量与质量上的损耗以及资源空间配置中的不协调方面。

本文首先以山西省泽州县长河流域47个行政村为评价单元，从资源系统的数量属性、质量属性和空间属性3个层面构建评价指标，采用综合指数和法和理想景观向量模型计算土地损毁累积作用指数、煤炭开采损失程度指数和水资源匮乏指数，分析47个行政村土地、水及煤炭资源的损耗程度；其次，基于资源交互作用的累积效应，构建加和评价模型，评价煤炭开采与水土资源相互作用产生的综合影响程度，并进行影响特征分析和影响程度划分；最后，基于影响程度及特征构建土地利用功能分区，并提出相应的整治措施。

图1 煤炭开采与水土资源利用相互影响类型及表征Fig.1 Types and representations of interaction between coal mining and water and soil resources utilization

2 研究方法与数据来源

2.1 研究区概况

长河流域位于山西省泽州县西北部，包括下村镇、大东沟镇、川底乡3个乡镇的47个行政村（图2），面积约108 km2，其中耕地面积为6 472.97 hm2，以旱地为主，占研究区总面积的59.93%，耕作层为30～150 cm；林、草地面积为3 081.17 hm2，占研究区总面积的59.95%；区内水域面积为62.60 hm2，其中长河是沁河主要支流之一，面积为36.88 hm2，年径流量为500万m3左右。研究区平均海拔860 m；年平均气温11 ℃，年降雨量550～600 mm，无霜期170 d。长河流域位于山西沁水煤田界内，域内井田面积约有58.78 km2，煤炭资源储量估算约46 702×104t；有海天、华阳、盈盛、岳圣山等11个年产大于90×104t/a煤矿企业，主采煤层为山西组 3号、太原组 9号及 15号。随着社会经济发展对煤炭资源需求提高，流域内煤炭年开采量总计达到550×104t，对当地水土资源破坏严重；2005—2015年因煤炭开采造成土地破坏面积约为6 313.54 hm2，占研究区的58.45%；煤炭开采造成地下水位下降，据农户访谈得知地下水位从400 m降至约600 m；另外，由于乡镇、村庄建设造成煤炭压覆储量达3 058.5×104t，约占资源总储量的6.5%，影响煤炭企业生产。流域内土地、水与煤炭资源要素在空间上相互叠加交互作用，主要表现为煤炭开采对水、土地的扰动，煤炭废渣、废液对水资源的点源污染、建设用地煤炭压覆等，因此流域煤炭开采与水土资源利用相互影响特征显著，具有研究的典型性。

图2 研究区地理区位图Fig.2 Location of study area

2.2 数据来源与处理

图件主要为2015年7月长河流域矿业废弃地及损毁土地现状分布图、2015年泽州县土地利用现状图及2014年长河流域DEM图、11个煤矿的井上下对照图及煤层资源储量估算图、矿区土地损毁预测图、泽州县耕地质量评价成果图（2012）；自然生态及社会经济数据主要来源于《泽州县生态功能区报告》、《煤矿区土地复垦方案》、《泽州县土地利用总体规划报告》、《泽州县第一次全国水利普查成果汇编（2013）》、《泽州县统计年鉴（2012—2015）》以及2015年7—8月的农户调研和村长访谈。数据处理首先将11个煤矿井工上下对照图及煤层资源储量估算图进行矢量化、格式转换和坐标校准，并与2015年土地利用现状图进行地理配准，获得村庄、水库与煤炭储量空间分布图；其次根据各煤矿土地损毁预测图、废弃工矿地现状分布图与研究区土地利用现状图进行叠置分析，获得研究区损毁土地空间分布图；最后对社会经济数据进行整理分析，通过 Arcgis将社会经济数据与矢量空间数据挂接，最终将上述数据聚合转换到以行政村为基本单元中，进行综合影响评价和整治措施制定；其他类型数据直接利用已有数据成果。

2.3 煤炭开采与水土资源利用相互影响评价方法

煤炭开采与水土资源利用相互影响程度评价旨在描述和评估土地、水及矿产资源利用过程中产生的不利作用大小与空间分布，揭示煤炭开采与水土资源胁迫响应形成与演变的机理，为土地综合整治提供依据。本研究将煤炭开采与水土资源利用交互作用产生的综合影响作为一级评价准则层，将流域中主要煤、地和水资源作为主要影响对象，以土地利用系统作为载体，将流域中土地损毁、煤炭压覆及水量与水质下降等作为影响表征，并以此作为定量评价指标选择的依据（图3）。

图3 煤炭开采与水土资源利用相互影响评价框架Fig.3 Evaluation framework of interaction between coal mining and water and soil resources utilization

综合影响指数（combined influence index，CII）主要通过土地损毁累积作用指数（land-destruction cumulative effect index，LCEI）、水资源匮乏指数(water poverty index，WPI)和煤炭资源损失指数(coal loss index，CLI)进行度量（图 3）。由于煤炭开采与水土资源利用的相互影响具有累积性和空间扩展性[11]，借鉴物质-能量流函数理论[12]，构建评价公式为

式中LCEIi、WPIi、CLIi表示i行政村的土地损毁累积作用指数、水资源匮乏指数和煤炭资源损失指数；基于数据可获性和完整性，文中i表示以行政村作为评价单元。

2.3.1 土地损毁累积作用指数评价方法

土地损毁累积作用指数（LCEI）用于表征煤炭开采及水资源利用对土地造成损耗程度大小，可通过土地损毁程度及地形位指数[13]（terrain niche index，T）进行量化。此值越高，说明此行政区的土地损毁程度越高，受其他资源的影响程度越高。

式中，wiy表示i行政村土地损毁第y个指标的权重，主要采用结构熵权法[14]计算。hil表示i行政村土地损毁评价的第l个指标的标准化值，此值可采用极差标准化进行计算，评价指标[15-16]见表1。Ti表示i行政村的地形位指数，Ai和分别为第i行政村的高程值和研究区域的平均高程值；Bi和B分别为第i行政村的坡度和该研究区域的平均坡度值，具体在 ArcGIS10.1平台上从研究区 DEM中提取坡度和高程值，然后在栅格计算器中根据公式计算得出地形位指数分布。地形位指数越低，表明该村高程低、坡度小，土地地形条件平坦，有利于生产、生活空间布局，对整个区域开发越重要，若遭到破坏后，造成的土地损毁越严重，而地形位指数越高，表明该行政村高程高、坡度大，地形条件较差，土地开发利用优势较低，相较之土地损毁程度较低[13]。

表1 土地损毁指数评价指标体系Table 1 Indicators for assessing land destruction degree

主要评价指标说明。1）建筑物损毁指数是建筑物损毁概率与建筑物损毁程度比值，主要评价煤炭井工开采对建筑物的损毁程度，进而反映土地损毁情况，该值越高，说明煤炭开采对地表建筑物造成的破坏程度越高。建筑物损毁概率是损毁建筑物栋数/行政村建筑物总栋数，数据来源于泽州县地籍调查现状图与各个村实地调查；建筑物损毁程度依据各行政村建筑物的裂缝条数和裂缝宽度分为高、中、低程度，分别赋值100、70、40。2）耕地资源场势指数主要反映耕地资源的集中程度，该值越高，耕地资源集中程度越高，煤炭开采对耕地影响规模越大，耕地损毁程度相应也越高。3）水土不匹配指数主要反映各行政村耕地与水资源匹配状况，该值越高，说明耕地损毁程度越低。

2.3.2 煤炭开采损失指数评价方法

煤炭开采损失指数表征土地和水资源利用对煤炭可开采量造成损失程度的大小，主要通过煤炭可开采数量损失、煤炭开采率和煤炭资源空间分布等方面进行评价[2,15,18-21]（表2）。表中各指标权重通过结构熵权法计算，指标值通过极差标准化后采用理想景观向量模型[15]（式4）计算行政村范围内煤炭损失指数。指数值越高，表明煤炭可开采量损失程度越高，水土资源利用对煤炭开采影响程度越高。

式中n是指标总数，vic是i行政村第c个煤炭损失程度评价指标的数值，MINC是行政村中第c个评价指标的最低值。

表2 煤炭开采损失程度评价指标体系Table 2 Indicators for assessing the coal loss degree

主要指标说明：1）土地、水利用干扰程度主要反映村庄建设用地及水库压覆煤炭情况，该值越高，表明煤炭压覆情况越严重，煤炭开采损失程度越高。2）煤炭资源场势指数也是反映煤炭在空间上的富集情况，该指数越高，煤炭资源富集程度越高，煤炭压覆概率越高，造成煤炭可采规模损失越严重。

2.3.3 水资源匮乏指数评价方法

水资源匮乏指数（water poverty index, WPI）表征煤炭开采及土地资源利用对水资源造成损失程度的大小。主要从水资源数量损失、水质污染和水资源空间分布等方面进行评价，参考相关文献确定评价指标[18-20]（表3）。表中各指标值权重和标准化值计算同上，最后采用理想景观向量模型式（5）计算行政村范围内水资源匮乏指数。该值越高，表明行政村内由于其他资源的利用而造成水资源数量下降、水质污染而不能满足区域生产、生活用水的缺口也越大。

式中izv是i行政村第z个评价指标的数值，MINz是i行政村中第z个评价指标的最低值。

2.4 土地整治控制策略

受渐变性特征的约束，根据综合影响程度分级是土地整治对策与措施制定的基础。土地整治策略主要是在流域煤炭开采与水土资源交互作用产生的综合影响评价结果的基础上，针对综合影响程度及其类型产生的主导限制因素确定土地利用功能分区（图 4），并根据对应分区确定土地整治级别（即优先性）及整治策略。

表3 水资源匮乏程度评价指标体系Table 3 Indicators for assessing water poverty degree

图4 土地整治策略技术流程Fig.4 Flow chart for land consolidation strategy

根据综合影响评价结果确定整治的优先性和差异性，针对土地利用功能分区主导影响因素提出修复、保护、复垦和提升 4个整治措施类型：修复型主要是针对综合影响程度高且煤炭、土地和水资源损失较高的区域，不利于农户生产、生活，对此类区域在优先煤炭开采前提下，实施适度村庄搬迁或零星居民点整理，释放压煤储量，提高煤炭可开采数量，并通过村庄搬迁抽稀人口密度以及生态修复工程，以缓解资源利用矛盾；保护型主要是针对综合影响程度高但水、土资源损毁中等的区域，适度控制矿产开采规模，重点进行生态资源保护；复垦型主要针对综合影响程度为中度，压煤储量中等，但土地资源损毁重度的地区，通过合理控制矿产开采，对损毁土地进行复垦使其恢复到原先可以利用的状态；提升型主要是针对综合影响程度为轻度或（基本）无，且水、土资源空间集聚的区域，以现代产业引领型的标准化土地整治为主，提高耕地质量等级，为承接现代产业做准备。

3 结果与分析

3.1 土地损毁累积作用评价结果

经过实地调查，流域采煤塌陷地、居民建筑损毁点、煤矸场以及其他工矿废弃地，主要分布在区域西部（图5a）。通过土地损毁指数评价，并采用GIS中自然裂点法将其分为3类区域（图5b）。

图5 土地损毁及其累积评价指数空间分布图Fig.5 Distribution for land destruction and its cumulative effect index

1）土地高度损毁区（>0.137～1.00），涉及15个行政村，面积为4 775.90 hm2，主要包括：耕地与煤炭采区空间叠置面积有2 580.85 hm2，占高度损毁区总面积的54.4%；林、草地有1 247.29 hm2，占高度损毁区总面积的26.11%。该区位于长河西部丘陵区，是研究区煤矿开采工作面集中区，因此煤炭开采导致土地大面积裂缝和塌陷以及居民建筑损毁，如常坡村田块最宽的裂缝达30 cm，长数十米，房屋沉陷和裂缝情况严重，以及王虎山村多处房屋沉陷可达10 cm左右，裂隙高达约5 m。

2）土地中度损毁区（>0.099～0.137）涉及 22个行政村，面积为5 008.005 3 hm2，主要位于：流域中南部，耕地与采区叠置面积1 975.87 hm2，占中度损毁区总面积的39.45%；林、草地面积为1 096.99 hm2，占21.90%。该区长河以西是受海天、华阳等煤矿开采干扰造成塌陷、废弃压占土地集中分布，且当地房屋有轻微裂缝，如沟西、中街、原庄等；长河以东是由于邻近煤矿开采的干扰，耕地出现小规模裂缝、塌陷等情况，大多可农户自行修复，但耕地漏肥走水现象普遍，耕地质量较低多为4～7等，且植物覆盖率低，地势较高处有三级土壤侵蚀，增加土地损毁程度，主要包括贺坡、庾能、北村等村庄。

3）土地轻度损毁区（0～0.099）面积为 1 537.795 9 hm2，主要位于：流域中部和南部，包括李山村、刘村、东沟村等，耕地与采区空间叠置面积4.30 hm2，占0.27%，林、草地面积为417.39 hm2，占27.14%。该区社会经济发展较快，是城镇发展和人口聚居中心，且煤炭开采活动干扰较低，根据实地调查无土地塌陷损毁及房屋裂缝等情况，地势较平坦，二级土壤侵蚀，生态用地比例约为21%，土地损毁程度较低。

3.2 水资源匮乏评价结果

水匮乏指数（WPI）主要反映由于水资源状况与行业需水之间的差异[22]。在本研究中反映由于其他资源利用的干扰下，水资源对生产、生活用水需求的供给能力。

流域地表水资源主要分布在研究区中西部地区，主要包括长河、沙沟水库、寺河水库及其他 4座水库，地下水资源的60%左右是埋藏于地面400 m以下的深水层。研究区缺水率平均为 30%左右，水资源供需比均<1。另外经过实地调研，煤炭开采对地下水资源扰动（平均吨煤开采破坏水量为7 t左右）及农田化肥点源污染是研究区水资源损毁的主要因素。研究区水匮乏指数评价结果（图6）显示，并采用自然裂点法将其分为3类区域。

水匮乏指数高值区（>0.272～1.00）面积为3 077.02 hm2，涉及15个行政村，此区无煤炭开采活动干扰，无地表水，地下水属于深层水，主要依靠提水井满足生产、生活需求。水匮乏指数中值区（>0.241～0.272）面积为5 547.64 hm2，涉及22个行政村，地表水面积为28.67 hm2。该区紧邻长河，为沁河的一大支流，常年性河流，年径流量 500～700万 m3，除雨季洪水之外一般水量不大，主要满足于长河附近的农田灌溉，辐射范围较小。水匮乏指数低值区（0～0.241）面积为2 697.04 hm2，涉及10个行政村，地表水面积28.55 hm2。该区为煤炭集中开采区域，矿井抽水后地下水位下降导致提水井干枯，但矿井下涌水（平均单井涌水量1 500 m3/d）经抽到地面后，经过处理，水质优良，仍能满足矿区生产与居民生活用水需要。

图6 水资源匮乏指数空间分布图Fig.6 Distribution of water poverty index (WPI)

3.3 煤炭开采损失评价结果

煤炭开采损失主要是由于村庄、水域及水利设施等压煤以及煤层充水，限制地下煤炭开采活动而导致煤炭开采率下降引起煤炭开采损失。研究区煤炭开采损失指数评价结果（图7）显示，并采用自然裂点法将其分为3类区域。

煤炭开采损失指数高值区（>0.223～1）面积2 286.70 hm2，分布在流域西部，涉及9个行政村，是煤炭主采区。根据《煤炭资源开发方案》得出该区煤炭压覆面积为274.91 hm2，占12.02%，压煤储量约2 017.5×104t。主要是因为此区含9号（平均厚度1.55 m）和15号（平均厚度 2.16 m）主要开采煤层，由于煤炭压覆造成煤炭开采损失。煤炭开采损失指数中值区（>0.081～0.223）面积为3 340.56 hm2，涉及13个行政村，煤炭压覆面积为126.35 hm2，占3.78%。由于该区虽含有3号、9号及15号煤层但规模较小，压煤储量约932×104t。煤炭开采损失指数低值区（0～0.081）面积为5 694.44 hm2，涉及25个行政村。该区位于沁水煤田边缘，仅有有零星压煤区域且只为14.90 hm2，占0.26%，压煤储量约109×104t。

3.4 综合影响程度评价结果

经过式（1）计算，流域综合影响指数值主要在0～3之间，并采用GIS中自然断裂法将综合影响程度分为高、中、低和（基本）无等4级（图8）。

1）综合影响指数高值区（0.599～3），面积为2 286.695 7 hm2（占流域总面积的20.21%），主要分布在流域西北部和西南部，包括①高煤炭开采损失区域，其内煤炭资源丰富，分布9号和15号煤层，同时压煤村庄数量达9个左右，导致煤炭压覆规模较大；②高土地损毁区域占高值区的81.86%，分布在流域的西北部和西南部，主要是受煤炭开采活动集中的影响，出现土地塌陷、裂缝及压占，以及由此引发的地质灾害及水土流失等生态环境问题，中/低土地损毁面积较小；③中度水资源匮乏区域，主要是由于煤炭开采对水资源数量、质量的损耗，但又由于矿井涌水的高效利用，一定程度弥补水资源损耗。

图7 压煤村庄（水库）及其煤炭损失评价指数空间分布图Fig.7 Distribution for coal village (reservoir)and coal loss index (CLI)

2）综合影响指数中值区（>0.439～0.599），面积为3 780.80 hm2（33.39%），主要分布在长河西部， 主要包括①高土地损毁区域，主要是西部丘陵区，区内土地利用类型主要为耕地、村庄和零星的林、草地，土地损毁主要表现为煤炭开采导致土地塌陷及裂缝、村庄建筑物沉陷及产生的裂缝；②该区域有沙沟水库、寺河水库及其他 4座小型水库，但地表水蓄量仅能满足周边村庄生产、生活用水，供给范围有限。

图8 综合影响空间分布图Fig.8 Distribution for combined influence index (CII)

3）综合影响指数低值区（>0.387～0.439），面积为2 745.61 hm2（24.24%），主要分布在流域东北部，主要包括①长河东侧的耕地，临近煤炭采掘工作面，受到煤炭开采的扰动，但可自行修复；②东部丘陵区林地，具有蓄水涵养、水土保持的功能；③该区无地表水源，且地下水埋深达400 m，用水成本高。

4）（基本）无综合影响区（0～0.387），面积为2 508.60 hm2（22.16%），主要分布在流域东南部，该区临近长河且无矿业生产的扰动，长河沿岸有部分水浇地，但以传统旱作为主。

3.5 基于综合影响程度的土地整治策略

依据土地整治技术流程（图4），结合流域综合影响程度空间分布及土地利用主要问题，将流域土地利用空间分为七大土地利用功能区（图9），构建煤炭与水土资源综合利用的整治策略矩阵（表4）。

1）重点生态修复区（Z1）属于I1级综合影响控制区，主要包括高损毁的土地资源及高损失的煤炭资源。这些地区蕴含丰富的煤炭资源，但因村庄及水库压煤而造成开采效率下降，同时这些地区地势较高，土地、水资源受到煤炭开采活动干扰而易引发土地塌陷及水土流失。因此，此区应在保证煤炭开采活动的前提下，重点采取坡改梯工程、水土保持工程和土壤改良等改良措施，如以蓄水、保土为核心，通过增加表土厚度，平整土地、修筑田坎、修筑蓄水灌排系统，种植护坡林草等，恢复地表植被，提高耕地质量，维护生态环境。

2）重点生态保护区（Z2）属于I2级综合影响控制区，主要包括受损严重土地。区内土地因地下开采而塌陷、裂缝，水肥流失，地基承载力下降，因煤矸石压占、废弃地等威胁土地高效利用，但由于临近水库以及矿井涌水弥补，水资源匮乏程度较低，因此该地区在适度限制煤炭开采活动的前提下，通过农田平整、植被恢复及村庄、废弃地整治等多项措施保护该区田、水、林、村综合生态系统。

3）损毁土地复垦区（Z3）属于II1等级综合影响控制区，主要是土地集中损毁，重点通过地貌重塑、土壤重构、林网构建及基础设施建设等工程措施进行损毁土地的恢复和重建，可复垦为农田、林草地或休闲农业区等。

4）耕地资源保护区（Z4）属于II2等级综合影响控制区，主要是土地损毁中度，不影响正常的农业生产和工程建设，且有一定水源补充，因此在禁止对耕地损害大的生产建设活动的前提下，本区重点通过土壤重构、土地平整、农田水利等措施，改善耕作条件，重点保护耕地资源。

5）水资源匮乏修复区（Z5）属于III1 等级综合影响控制区，主要水资源破坏严重不能满足生产、生活需求。因此该区的土地整治以节水设施工程建设为主导，采取渠道防渗、地下管灌、地上膜灌、喷微灌等措施，配套土地平整、田间道路、农田防护与生态环境保持等工程，实现节水农田建设。

6）水资源与耕地资源保护区（Z6）属于III2 等级综合影响控制区，主要位于区域西南部和东北部，煤炭开采对耕地资源干扰度较小且紧邻长河，因此该区主要通过土地整治完善农田灌溉排水设施工程，开展田间道路工程，并改善田块形状，开展内部零星地类的整治，促进农田集中连片，以及有效的农田节水工程建设，尽量满足水土资源平衡为农业规模经营创造条件。

7）耕地质量提升区（Z7）属于资源利用协调区，主要位于流域东南部，为低度或基本无损的土地，但水资源较匮乏。此区煤炭开采干扰较小，耕地资源丰富，因此一方面可通过土地平整工程改善耕作条件、增加农田水利设施、提高耕地质量，另一方面可通过土地整治与现代农业发展相结合按照产业化发展和农业生产总体布局的要求，科学设计农田整治方案，为现代农业建设提供基础。

图9 基于综合影响指数的土地利用功能分区Fig.9 Land use performance zoning based on land-mining utilization conflicts

目前，长河流域进入煤炭资源产业转型期，根据以上结果，土地整治应结合产业发展需求与资源利用情况进行统一规划，例如，综合影响较低的区域以现代产业用地标准进行整治，成为现代产业承接地；而综合影响较高的区域亟需纳入生态恢复计划，满足当地居民“三生”需要；而对于综合影响中等的区域，对产生影响的主导因素进行有序、有效整治，成为流域产业转型用地需求的后备力量。

3.6 综合影响评价与整治策略的有效性分析

依据《泽州县土地利用总体规划（2006—2020）》，将划分的流域土地利用功能分区图层与土地用途分区图层叠加分析煤炭开采与水土资源利用综合影响空间分区的合理性。表 5显示，以耕地和水资源保护为主导的区域（Z5、Z6、Z7）中基本农田保护区规划比例超过40.55%～68.12%，城镇村建设用地规划比例在 4.95%～12.78%之间；以损毁土地复垦为主导的区域（Z3、Z4）中规划基本农田比例在 25%～37.77%之间，而独立工矿用地区为 7.39%～15.07%之间，高于其他区同类用地比例；以生态保护为主导的区域（Z1、Z2）中林业用地区规划比例为26.94%～30.04%，高于其他区域林地规划比例。由此看出基于综合影响评价结果的流域矿区土地利用功能分区结果与土地利用用途分区规划基本吻合，可为长河流域永久性基本农田保护红线、城镇建设边界及生态保护红线提供一定参考依据。另据《泽州县土地整治规划（2011—2015）》中要求长河流域提高基本农田、农业现代化及土地复垦等建设项目的比例，与面向综合影响评价的整治策略基本吻合。

表5 土地利用功能分区与2020年土地利用规划对照表Table 5 Comparison between land use zoning and land use planning result of 2020 %

4 讨 论

1）基于流域煤炭开采与水土资源相互影响的类型与表征，建立综合影响评价模型，能够有效地对区域煤炭开采与水土资源相互影响水平等级评价，而且能够对单项资源要素的优劣进行判断，从而揭示更多的信息，为土地综合整治提供科学依据。

关于煤炭开采与水土资源利用关系定量评价，刘斌等[23]根据区域内景观格局和破碎度，采用生态指数、生态脆弱度指数和潜在生态损失度指数测算景观生态风险值。常青等[24-25]从生态敏感度、土地损毁累积作用系数和暴露系数对矿区土地损毁生态风险进行度量。冯宇等[26]则从空间外部压力、空间暴露性及空间稳定性对流域煤炭开采引起的土地利用冲突进行研究。部分学者也采用生态足迹[27]、生态梯度[28]、耦合模型[29]等评价方法对煤炭开采的资源效应进行评价。但是多数学者侧重煤炭开采对水土资源利用的单向影响，忽视两者之间的相互影响，另一方面从评价指标体系来看多为宏观层面指标，无法从微观分析单项影响因素的优劣。鉴于此，本研究从立体空间的角度，对地下煤炭资源开采和地上水土资源利用之间相互影响机理及表征进行分析，并以土地、水和煤炭为相互作用对象，从数量、质量和空间等 3方面属性建立评价指标体系，构建综合影响评价模型；同时，为了显化单项资源的损耗状态，构建土地损毁指数、煤炭损失指数和水资源匮乏指数，综合评价流域煤炭开采与水土资源利用相互影响程度，丰富了矿区资源利用效应评价定量研究方法，也为土地整治策略制定提供有效依据。

2）该研究是在流域土地损毁评价基础上扩展成煤炭开采与水土资源相互影响综合评价，以数量、质量和空间等属性作为评价落脚点，以此制定和探索整治控制策略。然而在资源利用过程中，资源利用相互影响涉及不同时空尺度，不同时空尺度所涉及的问题及影响表现形式也有所不同，相应的整治规划与措施也应有所调整，要实施有效的资源利用整治措施，必须依据村级层面的微观尺度研究结果[30]。另外，由于煤炭开采与水土资源利用方式形成和变化与研究区生产、生活与生态等因素紧密联系，即除了土地要素是资源利用相互影响主要受体及整治对象，其他如农户生计、粮食安全、生态文明等社会经济因素也影响资源利用。因此，研究视角放大到“煤炭-水土”资源利用和“社会-经济”交互复合系统中，资源利用表现形式和影响范围将会更加复杂和广泛。今后研究中可进一步从村级尺度深入探讨和分析“煤炭-水土”资源综合利用在“社会-经济”复合系统中的发展和表现形式及整治策略。

5 结 论

1）通过实地调研及GIS技术，对煤炭开采与水土资源利用相互影响进行综合评价，并将其划分为高、中、低和基本无影响区，能够揭示流域单一资源损毁及其资源利用交互作用的区域差异；综合土地、水及煤炭资源损毁定量评价进行综合影响程度分级分区，能够更好地揭示不同影响区内主导限制因素，为明确土地整治对象提供依据。

2）资源利用综合影响高、中、低值区及基本（无）影响区，所占研究区总面积的比例分别是 20.21%、33.39%、24.24%和22.16%。综合影响高值区主要分布在流域西北部和西南部，煤炭利用与水土资源相互影响的特征是煤炭压覆、高度土地损毁及中度水资源匮乏；中值区主要分布在流域西部，高度土地损毁是主要特征；低值区主要分布在流域东北部，水资源匮乏是主要特征；无影响区主要分布在流域东部，无煤炭生产活动扰动，且紧邻长河便于农田灌溉。

3）通过对以上综合影响程度异质区进行修复、保护、复垦和提升等不同等级的整治策略优先排序，可将流域土地功能区分为重点生态修复区（Z1）、重点生态保护区(Z2)、 损毁土地复垦区（Z3）、耕地资源保护区（Z4）、水资源匮乏修复区（Z5）、水资源与耕地资源保护区（Z6）和耕地质量提升区（Z7）等七大功能，其结果与泽州县第三轮土地利用总体规划中土地用途分区相比较，对应的主要土地用途分区分别是林业用地（占Z1的30.04%）、林业用地（占 Z2的 26.94%）、一般农地区（占 Z3的28.21%）及基本农田保护区（占Z4、Z5、Z6及Z7区的37.77%以上），研究结果与土地规划基本吻合，说明此法具有一定的有效性，可为流域土地整治规划提供依据。

该研究是从立体空间角度对地下煤炭资源和地上水土资源之间相互影响评价并制定相应的整治策略的尝试与探索，该方法有利于土地利用规划和土地整治规划有机结合，提高土地整治的有效性。今后在研究中，可在此基础上把社会经济因素考虑进来，以进一步完善流域资源利用综合评价与整治研究。

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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

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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

国土资源部公益性行业科研专项经费课题（201411007）

刘慧芳，女，山西长治人，讲师，博士生，主要从事土地可持续利用方面的研究。太谷 山西农业大学资源环境学院，030801。

Email：568326027@qq.com

※通信作者：毕如田，男，山西阳泉人，博士生导师。主要研究方向为资源环境信息技术、土地复垦与规划。太谷 山西农业大学资源环境学院，030801。Email：brt@sxau.edu.cn