煤炭资源是支撑我国国民经济发展的主导能源^[1]。2009—2021年，随着洁净煤技术稳步推进，国家能源结构持续改变，清洁能源生产比重逐渐增加，原煤在能源结构中的占比从76.8%下降到67.0%^[2]；2021年，太阳能、天然气、水电、核电、风电等清洁能源消费占能源消费总量比重比2020年提高了1.0%，煤炭消费所占比重下降了0.8%^[2]。虽然，原煤在能源结构中的比重持续下降，但以煤炭为主的能源结构在短期内不会发生实质性的改变，“十四五”期间，煤炭在中国一次能源结构中占比估计在55%左右^[3]。因此，对煤炭资源的开采和利用仍是十分重要的问题。

煤矿开采过程中，由于人为原因和自然因素的影响，地下或地表出露的煤层在自然状态与氧气接触，从而发生氧化放热反应，导致煤体温度升高，随着氧化反应的不断进行，热量不断积聚，当热量达到临界温度时发生自燃 ^[4]，当燃烧达到一定规模时，对生态环境、煤炭资源以及人类健康造成威胁，这种现象称之为煤火^[4-7]。这一现象的出现为煤炭资源的有效利用带来巨大的挑战，同时在自燃过程中造成的生态环境也极大地影响着人类的生活质量。早在1994年，中国政府就将煤田火区自燃所带来的环境问题给予了充分重视，并将其列入了“中国21世纪议程”^[4-5]。“双碳”背景下，煤火对“双碳”目标的实现有重要的影响 ^[8]。

国内学者对煤田火区的环境效应及问题研究的相对较多，主要对煤田火区所带来的环境问题和评价指标及评价方法等方面进行探讨。胡社荣等^{[9- 10]}从烧变岩裂隙对水资源的影响、高温对植被的破坏、有毒有害气体的排放对酸雨和温室效应的贡献以及生物的生存和健康等方面论述了煤田火区的环境效应；曹代勇等^[11-12]从地质、大气、水、土壤、生态和人类健康影响等方面较为系统地探讨了煤田火区的环境效应，随后，通过对自然-社会经济系统等方面的分析，确定了环境影响综合评价指标，基于层次分析法和综合指数法确定了煤田火区环境评价方法，定量地评估了煤火灾害。

虽然，学者们从多个方面对煤田火区环境进行评价，但大多数都是对各个方面进行概括总结，仍有一些角度，如重金属污染等角度并没进行细致探讨，此外，对环境评价定量方法的详细描述相对较少。因此，在充分借鉴前人研究成果的基础上，结合前期的工作情况，系统地对煤田火区环境效应的评价内容及方法进行概括。

1.   煤田火区温室气体排放量和评估方法

全球变暖已经成人类要面临紧迫而重大的问题和挑战。为了应对气候变化，国际社会已签订多项重要决定。1994年，《联合国气候变化框架公约》（United Nations Framework Convention on Climate Change，UNFCCC）生效，该公约确立了国际合作的基础框架，明确表达了发达国家与发展中国家的相应责任，并确立了应对气候变化的最终目标^[13-14]。为了进一步加强和完善上述公约的实施，2005年，《京都议定书》生效，确定了减排的温室气体（CO₂、CH₄、N₂O、HFCs、PFCs、SF₆）、确定了减排量（至少减少5%，以1990年为基础）以及发达国家的减排义务^[14]。2015年《巴黎协定》达成，将实现2 ℃的全球温升控制目标，并努力将这一升幅限制在1.5 ℃以内。同时，《巴黎协定》还明确了各个国家的贡献、资金以及执行方法^[14]。

CO₂的排放量计算引起了许多学者和机构的关注。UNFCCC给出了化石燃料燃烧产生的CO₂排放量^[15]。政府间气候变化专门委员会（Intergovernmental Panel on Climate Change，IPCC）公布的《国家温室气体清单指南》中列出了褐煤到无烟煤的排放因子的上限和下限，还详细阐述了CO₂排放量的计算方法（表1）^[16]。

表  1  温室气体排放计算的相关方法

Table  1.  Methods for calculating greenhouse gas emissions

排放量计算方法	参数说明	研究区	排放量	参考文献
$ \text{PEE}{\text{F}}_{{y}}=\displaystyle\sum {{F}}_{{iy}}\times\text{COEF}_i $	$\text{PEE}{\text{F}}_{{y}} $为燃烧化石燃料排放的CO2，t；$\sum {{F}}_{{iy}} $年度内燃料i的消耗量，t；COEFi为燃料i的CO2的排放因子。	—	—	UNFCCC[15]
$ {{E}}_{\text{CO}_{2}\text{,fuel}}{={\mathrm{FC}}\times {\mathrm{EF}}} $	${{E}}_{\text{CO}_{2}\text{,fuel}} $为燃料类型划分的CO2排放量，kg；FC为燃料的燃烧量，TJ； EF为按燃料类型划分的CO2默认排放系数，kg/TJ 。	—	—	IPCC[16]
$ {C=}\displaystyle\sum {{A}}_{{i}}{{S}}_{{i}}{{F}}_{{i}}{t} $ （i=1，2，···，m）	C为碳排放量，t；Ai为i 火区的排放因子；Si为i火区面积，km2； Fi为排放通量-单位时间单位面积火区的碳排放量，t/( s·km2)； t为估算时间间隔。	乌达煤田	CO2 37.9×104 t/a	曹代勇等[22]
$C=\displaystyle\sum {{\alpha}}_{{i}}{{K}}_{{i}}{{M}}_{{i}} $	α为排放系数；K为释放因子, t/(t·a)；M为烧失煤量，t； i为火区序列号。	乌达煤田	CO2 4.95×104 t 2013年数据	曹代勇等[23]
$ {C=}\displaystyle\sum {{\beta}}_{{i}}{{F}}_{{i}}{{S}}_{{i}} $	β为排放系数；F为排放通量，mg/(s·m2)；S为火区面积, ｍ2。	乌达煤田	CO2 4.10×104 t 2013年数据	曹代勇等[23]
$ {F}_{g}=\dfrac{\text{1}}{\varPhi_{g}} \rho_{{h}} k {{U}}^{{*}} H \dfrac{\text{∂}{{\bar c}}_{{g}}}{\text{d}H} $	Fg为待测气体的通量密度，mg /( m2·s)；Φg为大气稳定度调整系数； ρh为监测高度处空气密度，mg /m3；k为卡曼常数，k= 0.035； U*为摩擦风速；H为测量高度；cg为待测气体的质量浓度，mg /m3。	活鸡兔火区	CO2 3.88～30.46 mg /( m2·s)	陈晓坤等[28]
$ {{E}}_{{i}}{=}{{C}}_{{i}}{vA} $	Ei为气体i排放的排放量；Ci为气体i在排气口的浓度； v为垂直于排气口处气体的速度；A为排气口的横截面积。	肯塔基州	CO2 65.69 t/a CH4 5.73 t/a	HOWER等[24]
$ {Q}_{ij}={Q}_{j} {C}_{ij} $	Qij为烟气中i成分在j裂隙中的排放量，m3；Qj为第j裂隙中的烟气总流量，m3/s；Cij为第i成分在第j裂隙中占总流量的百分比，%。	水西沟南火区	CO2 3.7×108 m3/a	布威萨热·库尔班[32]
$ {T=V \rho g }W $	为煤炭因燃烧的有效损失量；V为燃烧塌陷区立体模型的体积； $\rho $为煤的密度；W为下沉系数。	—	—	徐友友等[30]
$ {{E}}_{{{\mathrm{CO}}_2}}=K M r $	${{E}}_{{{\mathrm{CO}}_2}} $为碳排放量, t；K为CO2释放因子，g/(t.s)； M为原煤烧失煤量，t；r为排放率，%。	乌达煤田	CO2 4.00×105 t	陈堔[31]

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近年来，许多煤火专家一直在讨论煤火对全球变暖和气候变化贡献比例^[17-24]。排放量的计算前提条件是高温下能进行有效燃烧。然而到目前为止，由煤炭自燃产生的温室气体的比例尚不清楚^{[16, 25-26]}。这是因为煤田火区自燃不像燃煤电厂一样能够实现完全燃烧，而多呈现不完全燃烧或阴燃的状态^[15]。因此，目前尚未形成一套权威的评价体系。尽管如此，许多学者对煤自燃过程中CO₂的排放量进行了研究，为煤田火区自燃碳排放量的计算提供了重要的指导。

关于煤田火区气体排放的研究主要分为4大类：①一类是根据IPCC的计算方法^[21]，VAN等^[21]结合实际调查和前人报道的新疆、宁夏和内蒙古3个省份的烧失量情况，采用IPCC的计算方法评估了中国宁夏、内蒙古和新疆的CO₂的排放当量为 5.8×10⁸ t（含CH₄和CO₂）；②二类通过对野外测量地表排气口的横截面实测获得一定时间范围内温室气体的排放量，如HOWER等^{[24, 27]}采用该计算方法预测了肯塔基州煤田火区1号、2号、3号和5号排气口的年排放量：CO₂为65.69 t、CO为 4.51 t、CH₄为5.73 t；③三类是航空遥感获取火灾基本信息，包括火灾面积、周长和温度，进而计算辐射通量密度，结合煤质特征对应的发热量、固定碳含量、燃烧程度计算出火区CO₂的排放当量，如ENGLE等^[18]通过该方法计算出Welch Ranch煤田火区的CO₂的排放当量为3.7~4.4 t/d；④四类是多手段、多参数融合的方式计算CO₂排放量，通过确定排放通量、排放因子、烧失量、释放系数等参数定量分析CO₂的排放情况^[22-23]。

排放通量的计算是通过监测塔或野外实测获取风向、风速、温度、气压、CO₂浓度等参数，并根据空气动力学估算出排放通量的值，如曹代勇等^[22]计算的乌达煤田排放通量为8. 5 mg /（s·m²）；陈晓坤等^[28-29]根据现场测得的环境参数测得的活鸡兔井田煤火区的CO₂和CH₄的平均排放通量分别为14.21和0.70 mg /（m²·s），指出了影响排放通量的主要因素为温湿度、气压、煤质、地形、土壤岩层性质、火区裂隙类型等，并结合野外监测−扩散模拟预测−评价模型建立−危害分级判定−防治对策的评价流程。排放因子是根据裂隙的密度确定碳排放因子^[22]。烧失量计算涉及的关键参数是火区面积，主要通过野外地质调查和遥感数据确定^[22]，这2种方法多通过地表温度异常和地面沉降来圈定^[30]。释放因子通过室内实验燃烧获得，如陈琛^[31]在充分考虑漏风方式和煤质的条件下，研究了自然过程中的CO₂的变化规律，采用基本统计方法计算了不同温度阶段的温室气体的释放因子。排放系数通过煤岩吸附实验和野外实地测量获得，如陈琛^[31]在充分考虑煤层厚度、燃烧效率、遗煤率、平均密度，含碳量等参数的情况下研究上覆岩层的吸附规律，建立了不同岩性的岩石对CO₂吸附的模型及不完全排放的评估方法，计算出在完全燃烧的条件，乌达煤田火区CO₂的排放量为10248.8 t，上覆岩层的吸附量340.88 t。

总结而言，从以下几个角度分析煤自燃的CO₂排放量可能使结果更为全面：确定煤田储量和自燃程度；计算煤田中煤的含碳量；根据煤的含碳量和自燃程度，计算煤田自燃产生的CO₂排放量；根据煤田的面积和煤的自燃速率，计算煤田自燃产生的CO₂排放量。需要注意的是，煤田自燃过程中CO₂排放量的计算存在一定的不确定性，因为煤的自燃程度和速率受到多种因素的影响，如煤的质量、温度、湿度、氧气含量等。

2.   有毒有害气体和气溶胶的影响

2.1   SO_x和NO_x的排放对环境的影响

在研究温室气体排放的同时，其他的气体也采用相同的方法同时被测量。如布威萨热·库尔班^[32]结合现场测试结果，计算了水西沟火区南火区气体排放量，其中CO₂的排放量约为 3.7×10⁸ m³/a，CO 约为1.4×10⁴ m³/a，NO 约为 4.55×10³ m³/a，SO₂约为 3.07×10³ m³/a。C₂H₂、C₂H₄、C₂H₆、C₃H₈等气体产物也通过实验手段获得，关于这些气体的研究多从温度对气体产出浓度角度开展^[32]。通过对山西煤自燃区的监测发现自燃火区的污染物的排放量大，特别是CO和SO₂气体的排放量（表2），这给周边的环境带来了极大的威胁^[33]。同样，在乌达地区也有类似的状况（图1），3种气体（SO₂、NO₂、CO）均大于标准值，即自燃区>居民区>标准值^[34]。

表  2  煤自燃观测点污染物排放量^{[33, 35]}

Table  2.  Pollutant emission from coal spontaneous combustion in Shanxi Province^{[33, 35]}

观测点	排放量/万t
	烟尘/粉尘	SO2	NO2/NO	CO
山西省8个县市	2.52	1.30	0.55	9.34
山西大同峰子涧火区	0.13	0.17	0.42	0.55

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图  1  乌达地区气体排放对比图

Figure  1.  Comparison of gas emissions in Wuda Coalfield

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2.2   有机污染物的危害

有机污染物对人类的健康构成了严重危害，包括一些已知的致癌物质，如苯与白血病、霍奇金病、多发性骨髓瘤和非霍奇金淋巴瘤等疾病有密切的关系。美国煤田火区煤自燃过程中产生了大量有机污染物，如碳硫化合物 (OCS、S(CH₃)₂、CS₂)、脂肪族化合物(从CH₄到C₉H₂₀)和芳香族化合物(C₆H₆、C₇H₈、C₈H₁₀)等气体，即使这些有机污染物排放量低于美国国家职业安全与健康研究所(NIOSH)的标准极限，但煤火释放出的气体仍有潜在危险，长时间接触可能对人有害^[27]。气态多环芳香烃(Polycyclic Aromatic Hydrocarbons，PAHs)的主要来源有造岩源和热解源，导致排放组分存在差异主要因素是变质程度和燃烧温度，变质程度增加，高分子量多环芳烃(HPAHs)的比例先增大后减小，而越低的温度排放的PAHs的浓度越大^[36]。

2.3   Hg和HF的排放及对环境的影响

Hg作为一种有毒的重金属，在燃煤过程中会大量释放，直接影响当地环境和居民健康。2008年5月和2009年1月美国肯塔基州的Skyline的煤火情况调研显示5月和1月现场Hg质量浓度分别为500 μg/m³和2100 μg/m³，远超OSHA 8 h暴露限值(50 μg/m³) ^[27]。在内蒙古乌达地区地下煤火和矸石自燃区测量结果可知火区地表裂隙和出气孔烟气中的汞排放量为464 ng/m³，而矸石堆自燃产生的汞排放量是地下煤火的12.7倍，高达5 908 ng/m³，自燃火区和矸石堆分别是背景值的 221 倍和 2813 倍，对当地环境造成了一定程度的影响^[37]。

氟污染也与煤矿开采和自燃有密切的联系，导致了地区型氟病的出现^[38]。通过对乌达煤田排放的HF进行现场测量，发现地下煤火不仅导致近燃煤矿区局部出现氟异常，而且由于HF的挥发性很强，导致了地下煤火发生的矿区上方出现HF含量高于其他城市的日常值^[37]。

2.4   气溶胶排放对环境的影响

关于颗粒物研究，多数学者以燃煤电厂作为主要研究对象，鲜有学者关注自燃火区颗粒物的排放特性。通过分析山西煤层自燃区（大同市、宁武县和河曲县）的PM10中有机碳和元素碳的分布特征，结果表明总碳气溶胶对颗粒物的贡献最大，颗粒物分布特征和碳污染分布特征在空间上存在差异，颗粒物污染严重的地区为河曲，采空区的颗粒物大于自燃区^[39]。通过对乌达煤田地下煤火气溶胶的直接测定后得出环境空气总悬浮物（TSP）质量浓度均值高达 14367 µg/m³，且S、Cd和Cr在燃烧区的富集因子值高于周边区，然而由于现场测试的复杂性，导致了对煤火气溶胶的认识不足^[37]。

3.   煤火对土地资源及地表植被的破坏

3.1   煤火对土壤的影响

煤自燃会导致燃烧区土地资源和地表植被等环境发生改变。自燃过程中释放的气态物质破坏了土壤的矿物质成分和酸碱度。通过对煤田火区土壤酸碱度的测量发现pH值在5.61~8.34范围内，属于弱碱性，以变异系数（土壤特性的空间离散度，CV）作为评价土壤中N、P、K、SOM（有机质）等参数的水平，发现SOM的变异性大于N、P、K^[40]。此外，其他学者也指出煤田火区燃烧后的状况呈现出植被稀少、土质疏松、有机质含量下降，在治理过程中机械作业导致地表土壤被压实，保水和透气性差^[41]。胡雯等^[42]分析了煤田火区不同燃烧阶段土壤理化特征，其中在自燃期和芒硝燃烧期土壤有机质含量较高，而熄灭期有机质含量很低。

此外，野外地质调查发现土壤上附着芒硝，硫磺、焦油等结晶产物，均为煤自燃形成的气态冷凝产物（图2），这可能是由于围岩在温度的作用下遭到破坏，一部分成分以气态的形式游离出来冷凝形成简单的盐类化合物和硫化物，自燃前后盐度变化比较明显（0.21%~1.01%），可溶性的离子可能使得土壤呈强酸性^[43]，进而影响地表植被。

图  2  煤自燃形成的气态冷凝产物

Figure  2.  Gaseous condensates formed by spontaneous combustion of coal

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煤火还会导致燃烧区范围内土壤有毒有害物质富集或超标。高温有助于土壤含重金属盐类的分解，典型的煤田火区土壤的重金属单项平均污染指数依次Hg>As>Cu>Ni>Zn>Cr，梅罗综合污染指数为重度污染，具极强的生态环境风险，土壤中残留态的砷含量最高，同时火区温度、地形、气候条件以及土壤的属性都影响着重金属的迁移与富集 ^[32,44-45]。在煤矸石山和土壤中均检测出PAHs超标^[46-50]，如对自燃区矸石样品PAHs的含量及分布特征的研究发现PAHs排放受燃烧程度的影响，燃烧程度越高，PAHs的毒性越小，这可能是由于燃烧过程中，导致了一部分PAHs发生了逸散^{[48, 50]}。同时不同燃烧程度阶段释放的PAHs不同，燃烧程度低时主要以苯并[a]蒽(BaA)，燃烧程度高时主要以苊(AcPy)为主^[50]，也有学者得到了类似的结论^[49]，即低温时高环PAHs释放比例大于低环PAHs，在高温条件下，低环PAHs释放比例更大，且随着温度的增加不同毒性的PAHs呈现减少的趋势，当温度达到500 ℃时，基本上检测出很少的不同毒性的PAHs。

3.2   煤火对地表植被的破坏

根据上述讨论，不难发现有毒有害气体以及土壤肥力等因素都会不同程度的影响植被的生存。煤燃烧产生的热效应，不仅严重威胁植物对高温的耐受性，还引起了土壤中的水分流失，最终导致植被缺水枯萎甚至死亡，同时还可能会蔓延到周围的森林、草地或者农田^[51]。李燕^[52]利用遥感技术对大同矿区的土地资源情况进行了调查，经过热异常区域的提取，发现煤火对周围的环境影响依次为林地、草地、居民用地、耕地、这种情况在辽宁省抚顺市煤矸石场也有类似的现象^[43]。

不同燃烧阶段（氧化自热期，煤层燃烧期和熄灭期）也影响煤田火区的植被情况^[53]：在其氧化自热期的地表植被基本上能够正常生长，这可能是由于这个时期，温度、有毒有害气体和土壤理化特性变化较小^[43]；在燃烧期，不管是产物特征还是土壤及周围环境都发生了较大变化，导致植被的枝叶和根茎都不同程度受损，直至枯萎死亡；熄灭期，植物的多样性也受到了很大程度的影响，通过对乌达矿区植物种类的调研发现植物的种类较少，多数为草本类，一些低矮的灌木类植物，基本没有乔木类植物，呈聚群分布^{[34,54- 55]}，更严重可能导致生物链被破坏，破坏生态系统的稳定性^[51]。

3.3   海绵体污染物的特征

煤火海绵体是指由于烟气向上蔓延过程中导致土壤表层向上突起，呈蘑菇状，具强酸性，并且远高于所在地区背景值，这可能由于煤燃烧过程中释放的酸性气体（SO₂和HF）导致了海绵体呈强酸性，导致了地表植被稀少或寸草不生^[37]。同时，杜川等^[56]还发现煤火海绵体中还富含S（HSO₄⁻、SO₄⁻和S⁺），Fe（Fe⁺、FeO⁺、和FeSO⁺），Ca⁺以及Cd⁺等离子，而正负离子相互作用导致一些硫酸盐的形成，如石膏(CaSO₄)、绿矾(Fe₂(SO4)₃)、硫酸镉(CdSO₄)和硫酸氢铵(NH₄HSO₄)等。

除了酸性离子以外，一些重金属及PAHs在煤火海绵体中检出，研究发现在海绵体中出现汞富集的现象，海绵体中砷含量的强度是背景值的4.6，相比汞富集程度相对较小^[37]。乌达煤田火区海绵体样品分析中发现18个测试样品中有15个样品的环境污染等级为重度，其余3个样品为中度污染^[57]，而煤火海绵体中高度富集的PAHs导致了约8000 m²的严重表层土壤污染，多种PAHs的排放特征一致，低环结构的PAHs呈优势排放的特征，如萘和菲^[37]。

4.   煤火对水体的污染

有学者认为煤自燃治理过程中采用水灭火对地表水和地下水环境基本没有影响^[58-59]。但田晶晶^[33]测定的地表水的溶解氧、化学需氧量、酸碱度和硫化物等指标中8个Ⅲ类功能区中宁武段、平遥段、太原段没有达标，7个Ⅳ类功能区中素朔州段没有达标；其他地下水的监测数据（酸碱度、氟化物、重金属、硬度等参数）的水质达到《地下水质量标准》Ⅲ类标准。李艳英^[59]研究了煤矸石治理过程中采用水灭火法对地下水的影响，主要就重金属元素对环境的影响进行评估，以GB 15618—1995《土壤环境质量标准》二级标准作为评价标准，发现除了悬浮物存在异常外，其它指标均低于标准值，结合地层综合柱状图，认为滤出水不会对地下水产生影响；曹远远等^[58]认为大泉湖煤田自燃区域由于地质条件简单，断层距离自燃区域较远、隔水层透水性差，含水层水力联系差等原因，煤自燃对该区域地下水基本没有影响。

水体中的PAHs影响水资源环境。有学者曾指出，煤矿区水中PAHs的主要来源有2种：一种是淋滤过程中产生；一种是煤或者煤矸石燃烧过程中产生^[60]，多以淋滤作用产生的为主^[61]，但结合文献[37]，推测可能部分PAHs来源于煤或者矸石自燃。从特性上讲，多环芳香烃不易溶于水，多以吸附态存在于水体和土壤中。陈晶^[46]对比地表积水和矸石的PAHs的特征发现，水体中出现了与煤矸石一致的组分，推测PAHs有向水体中迁移的能力，并造成了水体的污染。PAHs还常吸附于固体悬浮颗粒上，并在水体中搬运迁移，一定程度上导致了水底沉积物中的PAHs含量高于水体^[46,48]。

5.   煤火对地质条件的影响

5.1   煤火相关的地质灾害

随着燃烧程度的加深，一系列的地质灾害发被诱发，即“裂隙/裂缝−烧空区−地表下沉−塌陷”。在燃烧初期由于热效应，一部分裂缝产生，随后煤层厚度会逐渐减少，甚至有一部分煤被燃烧殆尽，导致山体出现空壳，或者由于上覆岩层失去支撑，地表下沉、坍塌、围岩崩塌^[62-63]，这些现象在煤田火区随处可见（图3）。此外，如果一些地下采空区的遗留煤柱被烧毁，最终导致大面积的塌陷。曹代勇等^[64]对乌达煤炭火区的裂隙进行了系统的分类，即构造裂隙、采动塌陷裂隙、燃烧裂隙，其中燃烧裂隙是乌达煤田火区最常见的裂隙之一，其通常在前两者的基础上发育。

图  3  煤田火区裂隙和空洞

Figure  3.  Cracks and voids in coal fire area

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5.2   烧变岩对地质条件的影响

煤自燃过程中由于高温烘烤导致岩石的理化性质发生变化而形成的一种新的岩石称之为烧变岩^[65-69]。烧变岩的抗剪强度随着深度的增加而增加，不同岩性的剪切强度不同，烧变砂岩最强，烧变泥岩最弱^[70]。抗剪指标随含水量的增加逐渐减小^[70]，这可能导致岩石遇水后发生崩解，严重时，可能引起烧变岩区岩石性质大面积发生改变，边坡的安全性受到极大的威胁^[71]。别斯库都克露天煤矿的烧变岩的力学性质与原岩相比出现了较大的差异性，裂隙发育，抗冻性和崩解性相比原岩变差，边坡稳定性严重下降^[72]。

烧变岩的渗透性质受原岩性质的影响呈现出不同的特征，发现烧变泥岩比烧变砂岩或者烧变泥质砂岩更早形成渗流网络^[73]。烧变岩具有丰富的孔隙结构，孔洞构造发育（图4），是良好的导水通道和储水空间，一方面有利于形成富水地带，为煤矿建设提供供水来源；另一方面为煤矿的安全开采带来了隐患^[74-76]。白杨河水对矿区内的烧变岩补水量很大，其中漏失量达到0.300~0.578 m³/s，烧变岩区泉水流量大（12.54×10⁴ m³/d）^[77]。杜中宁等^[75]提出陕北能源化工基地的烧变岩区可以作为有利的供水水源。大柳塔井田内稳定流量1000 m³/d，活鸡兔煤矿充分利用了烧变岩区的4×10⁶ m³的水资源^[78]。据报道，西沟小窑在开采过程中挖到烧变岩区，导致了突水事故的发生^[10]。

图  4  烧变岩的孔洞结构

Figure  4.  Cavity structure of rock

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6.   结　语

目前，国内外学者从煤自燃对环境的影响方面进行了大量的研究工作并取得了显著的创新性成果，为有效评价煤田火灾对环境的影响提供了重要支撑。结合目前煤田火灾对环境影响的现状，从温室气体排放和评价方法、有毒有害气体和气溶胶、土地资源、水体污染、地质条件等方面进行总结和展望。

1）目前关于温室气体排放方法主要有4类：①根据IPCC的计算；②通过野外测量结果获得；③航空遥感获取辐射通量结合煤质特征进行计算；④多手段（遥感、野外地质调查和实验室测试）、多参数融合（排放通量、排放因子、烧失量、释放系数）的方式计算。但是值得注意的是，煤自燃的蔓延是一个动态变化发展的过程。在计算温室气体排放量的过程中，烧失资源量和排放因子或排放系数是关键的参数。烧失量的准确获得是建立在正确圈定煤田火区面积和燃烧煤层的厚度的基础上，遥感数据和野外实地调查都有各自的局限性。因此，如何充分发挥2种方法的优势是获取准确的烧失资源量的必要条件。在排放因子或者排放系数确定的过程中，如何确定煤田煤自燃过程的真实燃烧条件是难点。因此，相对准确的评估方法确定温室气体排放量，才能更好地为完成碳中和任务提供数据指导；对于其他气体，如氮氧化物、硫氧化物有机污染物、重金属、酸性气体以及气溶胶，应建立定量评估的标准方法，为更好提出治理措施提供指导。

2）煤自燃对土壤的理化性质造成了严重的破坏，导致了地表植被破坏殆尽，影响生态循环。完善对煤田火区的土壤环境监测机制，并根据监测结果，提出合理的土壤修复手段。

3）煤自燃对水体污染的结论尚未达成一致，应试图从多角度、多方面来全面地评估对其自燃影响。

4）煤自燃对围岩造成了不同程度的影响，这也使得自燃区地质灾害频发，需关注自燃灾害的预测预警机制，避免煤自燃造成进一步的损失。同时，对于已经造成破坏的围岩，充分利用其岩石结构的特性，应用于煤矿开采过程中。