羅海波，劉方，鄧為難，張玲，李準(zhǔn)

(1.貴州大學(xué)環(huán)境與資源研究所，貴州貴陽550025;2.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州貴陽55003)

貴州省已查明的煤炭資源保有儲(chǔ)量為5.04×1010t，居全國(guó)第5位。該省含煤面積占總面積的40%以上，除東部地區(qū)外，省內(nèi)各地多有產(chǎn)出，主要集中于西部的盤縣、水城、六枝和織金、納雍、大方等縣，其次在中部的貴陽—安順地區(qū)。煤是貴州省最重要的能源礦產(chǎn)，在發(fā)展貴州省經(jīng)濟(jì)中具有顯著的作用[1]。但是，該省大部分煤礦含硫量較高，含硫多在1%～4%。煤礦開采過程中產(chǎn)生大量的煤矸石，由于煤矸石含有SiO2，Al2O3以及鐵、錳、硫等常量元素，還有鉛、錫、汞、砷、鉻等微量重金屬元素，在自然的風(fēng)化過程中一些有害有毒元素會(huì)不斷的釋放出來，在大氣降水的沖刷和淋溶作用下隨地表徑流進(jìn)入水體，對(duì)周邊溪流水質(zhì)造成嚴(yán)重污染，并通過食物鏈等途徑直接或間接地危害人類健康[2-8]。該省山區(qū)已關(guān)閉大量的小煤礦，但大量矸石堆置地表，在自然風(fēng)化和降雨作用下，矸石中污染元素不斷析出，已對(duì)周邊的溪流及農(nóng)田產(chǎn)生明顯的污染，成為當(dāng)?shù)氐闹饕h(huán)境問題[7]。研究大氣降水—徑流過程中煤矸石堆場(chǎng)主要污染元素的遷移特征，有助于人們了解關(guān)閉煤礦區(qū)煤矸石堆放過程中污染物釋放及遷移對(duì)水環(huán)境質(zhì)量產(chǎn)生的影響，探討煤矸石堆場(chǎng)污染控制的生態(tài)技術(shù)。因此，本研究選擇貴州省中部典型的關(guān)閉煤礦區(qū)，采用無界徑流小區(qū)法設(shè)置試驗(yàn)區(qū)，研究煤矸石堆場(chǎng)地表徑流中主要污染物含量的變化及其對(duì)周邊地表水體質(zhì)量的影響，為制訂合理的污染治理措施以減少煤矸石中污染物向水體的遷移及改善煤矸石周邊水環(huán)境質(zhì)量提供科學(xué)依據(jù)。

1 試驗(yàn)區(qū)概況與研究方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

貴州省中部地區(qū)屬于中亞熱帶氣候類型，年降雨量一般在1 100～1 200 mm，但多集中4—8月份。該區(qū)地貌以低山、丘陵為主，土壤多為碳酸鹽巖石發(fā)育的石灰土以及砂頁(yè)巖發(fā)育的黃壤，林地生長(zhǎng)的主要樹種有馬尾松、油茶以及闊葉樹，旱地主要種植作物為玉米、小麥和烤煙等。調(diào)查煤礦區(qū)所在地為貴陽市花溪區(qū)麥坪鄉(xiāng)，麥坪鄉(xiāng)是貴陽市的重要產(chǎn)煤區(qū)，歷史上曾擁有大小煤窯200余口，到1996年該鄉(xiāng)通過煤窯整治后還有62口。目前，麥坪鄉(xiāng)僅存22口符合國(guó)家要求的煤井，大部分煤窯被關(guān)閉。由于煤礦經(jīng)過多年開采，廢棄的煤矸石堆積成山，不僅占用大量的土地，破壞局部地區(qū)的生態(tài)環(huán)境。同時(shí)，煤礦區(qū)植被覆蓋率低，水土流失較嚴(yán)重，煤矸石堆場(chǎng)的排水及地表徑流對(duì)周邊水環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重的污染。

1.2 地表徑流水樣及沉積物的采集

為了使取得的樣品具有代表性，在關(guān)閉煤礦區(qū)內(nèi)選擇煤矸石堆場(chǎng)較多的小流域，從井口附近沿流水方向，按一定的距離設(shè)置觀察點(diǎn)。在典型的煤矸石堆場(chǎng)上，選擇有代表性的地段，采用無界徑流小區(qū)法設(shè)置徑流收集槽[9]，在同一時(shí)間的自然降雨下對(duì)不同類型的煤矸石堆場(chǎng)(6個(gè))進(jìn)行地表徑流樣品收集，采樣時(shí)間分別于2008年5月15日(大雨，降雨強(qiáng)度為40～50 mm/h)和8月10日(中雨，降雨強(qiáng)度為20～30 mm/h)。同時(shí)，在徑流收集槽中收集表層0—5 cm干涸的沉積物混合樣品。沉積物帶回到試驗(yàn)室后，自然風(fēng)干，然后用研缽碾碎過2 mm篩，密封保存待用。

1.3 沉積物污染物釋放試驗(yàn)

采用的方法是在靜置和擾動(dòng)下沉積物浸水一定時(shí)間后，測(cè)定沉積物中污染物釋放入上層水體的數(shù)量。所謂靜置釋放試驗(yàn)是指在靜水條件下進(jìn)行的釋放試驗(yàn)，而擾動(dòng)釋放試驗(yàn)是模擬水體處于一種流動(dòng)狀態(tài)下的釋放試驗(yàn)，具體操作為每天定時(shí)把裝有沉積物和水的三角瓶放在振蕩器上振蕩5 min，振蕩強(qiáng)度相同。靜置和擾動(dòng)試驗(yàn)都分別在體積為250 ml的三角瓶中進(jìn)行。

試驗(yàn)所用的水樣為蒸餾水。試驗(yàn)前先測(cè)定所用沉積物的含水率，試驗(yàn)進(jìn)行時(shí)分別取20 g的樣品和200 ml的蒸餾水，使沉積物與水樣按1∶10的體積進(jìn)行 ，試驗(yàn)開始后，第 3，7，14，28 d，分別對(duì)沉積物上層的溶液進(jìn)行過濾，得到待測(cè)水樣，對(duì)水樣的pH，電導(dǎo)率，F(xiàn)e，Mn等項(xiàng)目進(jìn)行測(cè)定。

1.4 污染物濃度的測(cè)定方法

量取200 ml徑流液離心后通過0.45 μ m 濾膜，測(cè)定過濾后水樣污染物濃度。同時(shí)，測(cè)定沉積物的上層溶液。按國(guó)標(biāo)分析方法(GB3838-2002)對(duì)水樣進(jìn)行測(cè)定[10]，即pH采用玻璃電極法測(cè)定，電導(dǎo)率采用電導(dǎo)率儀法測(cè)定，SO2-4采用絡(luò)酸鋇比色法測(cè)定、Fe采用鄰菲啰啉分光光度法測(cè)定，Mn采用高碘酸鉀氧化光度法測(cè)定。

2 結(jié)果與分析

2.1 煤矸石堆場(chǎng)地表徑流中溶解態(tài)污染物濃度變化

在天然降雨量較大的條件下，煤矸石堆場(chǎng)地表徑流水中主要污染物的濃度出現(xiàn)明顯的差異。煤矸石堆場(chǎng)地表徑流水的pH值變化范圍達(dá)2.64～6.38，SO2-4 濃度變化范圍達(dá)25～690 mg/L，F(xiàn)e和Mn濃度的變化范圍分別為0.10～74.5 mg/L，0.97～38.8 mg/L(表1)。說明關(guān)閉煤礦區(qū)煤矸石堆場(chǎng)地表徑流水具有低pH值和高SO2-4 ，F(xiàn)e，Mn含量的特點(diǎn)。

表1 不同類型煤矸石堆場(chǎng)地表徑流中溶解態(tài)污染物濃度變化

2.2 降雨—徑流下煤矸石污染物遷移對(duì)周邊水體質(zhì)量的影響

關(guān)閉煤礦周圍的溪流來水主要是地表徑流，其水質(zhì)與徑流水質(zhì)量密切相關(guān)。由表2可見，關(guān)閉煤礦周圍的溪流水體中污染物濃度與離煤礦井口距離有關(guān)。在煤礦區(qū)小流域內(nèi)，離井口距離近，水體的pH值低;，F(xiàn)e，Mn的濃度高。隨著距離的增加，水體的pH 值逐漸增加，電導(dǎo)率及SO2-4 ，F(xiàn)e，Mn濃度也不斷下降。

表2 雨季煤矸石堆場(chǎng)周邊地表水體水化學(xué)指標(biāo)值變化

以《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)》中集中式生活飲用水地表水源地補(bǔ)充項(xiàng)目標(biāo)準(zhǔn)限值為250 mg/L，F(xiàn)e為0.3 mg/L，Mn 為0.1 mg/L)來進(jìn)行評(píng)價(jià)。在關(guān)閉煤礦井口周圍100 m范圍內(nèi)，溪流水體的pH 值達(dá)2.46～2.82的濃度達(dá)387～950 mg/L，超過了標(biāo)準(zhǔn)限值的0.5～2.8倍;Fe和Mn的濃度分別為32.6～86.4 mg/L，11.6～27.4 mg/L，均超過標(biāo)準(zhǔn)限值的108～270倍。受污染流水的影響，稻田水質(zhì)也受到一定程度的污染，水體的pH值達(dá)3.73，Mn的濃度達(dá)11.0 mg/L，超過了標(biāo)準(zhǔn)限值的110倍。在距井口300 m外，Mn的濃度仍超過標(biāo)準(zhǔn)限值的10倍。說明關(guān)閉煤礦區(qū)煤矸石堆場(chǎng)地表徑流污染物遷移對(duì)附近水體會(huì)產(chǎn)生明顯的污染。

2.3 煤矸石堆場(chǎng)徑流沉積物中污染物釋放對(duì)水質(zhì)的影響

由表3可以看出，徑流沉積物浸水3～28 d(靜置或擾動(dòng))后，其上覆水的污染物濃度也發(fā)生明顯變化。在浸水一周前，pH值達(dá)2.88～3.47的濃度變化達(dá)20～130 mg/L;Fe和Mn濃度變化分別達(dá)0.15～2.4 mg/L，0.4～1.5 mg/L。浸水兩周后沉積物上覆水的pH值達(dá)2.78～3.71的濃度變化達(dá)45～167 mg/L;Fe和Mn的濃度變化分別達(dá)0.8～3.9 mg/L，1.8～2.8 mg/L?？梢姡S著時(shí)間的延長(zhǎng)，沉積物中，F(xiàn)e，Mn不斷被釋放，特別是Fe和 Mn。因此，沉積物上覆水酸性增強(qiáng)，污染強(qiáng)度增加。

以《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB3838-2002)》為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，靜置和擾動(dòng)條件下沉積物上覆水的pH值范圍遠(yuǎn)超出地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，沉積物上覆水中的濃度范圍低于標(biāo)準(zhǔn)值;但Fe和Mn濃度遠(yuǎn)超過標(biāo)準(zhǔn)值;浸水一周前，F(xiàn)e的濃度超過標(biāo)準(zhǔn)值2～8倍，Mn的濃度超過標(biāo)準(zhǔn)值4～15倍;浸水兩周后Fe的濃度超過標(biāo)準(zhǔn)值3～10倍，Mn的濃度超過標(biāo)準(zhǔn)值18～28倍。因此，徑流沉積物在下次降雨或積水的條件下，其Fe和Mn的釋放對(duì)上覆水質(zhì)也產(chǎn)生明顯的影響。

3 結(jié)論

(1)關(guān)閉煤礦區(qū)煤矸石堆場(chǎng)地表徑流的pH值變化范圍達(dá) 2.64～6.38，主要污染物以，F(xiàn)e，Mn為主;其中含量變化范圍達(dá)25～690 mg/L，水溶態(tài)Fe和Mn含量的變化范圍分別為0.10～74.5 mg/L，0.97～38.8 mg/L;這種變化主要是由于煤矸石類型及降雨強(qiáng)度的影響。

表3 靜置和擾動(dòng)條件下沉積物上覆水中水化學(xué)指標(biāo)值的變化

(2)受煤矸石堆場(chǎng)地表徑流的影響，廢棄煤礦井周圍100 m范圍內(nèi)，溪流水體的 pH值達(dá)2.46～2.82的濃度超過了集中式生活飲用水地表水源地補(bǔ)充項(xiàng)目標(biāo)準(zhǔn)限值的0.5～2.8倍;Fe和Mn濃度超過了標(biāo)準(zhǔn)限值的108～270倍。隨著離井口距離的增加，污染物的濃度逐漸下降。

(3)徑流沉積物淹水3～28 d后，上覆水體的pH值達(dá)2.78～3.71的濃度變化范圍達(dá)27～160 mg/L;Fe和Mn的濃度變化范圍分別達(dá)0.3～3.9 mg/L，0.6～2.8 mg/L;Fe濃度超過標(biāo)準(zhǔn)限值的2～10倍，Mn濃度超過標(biāo)準(zhǔn)限值的4～28倍。徑流沉積物Fe和Mn的釋放對(duì)上覆水質(zhì)也產(chǎn)生明顯的影響。

[1] 韋天嬌.論貴州煤礦的資源優(yōu)勢(shì)及開發(fā)戰(zhàn)略[J].貴州地質(zhì)，1996，13(1):93-97.

[2] 岳梅，趙峰華，任德貽.煤礦酸性水水化學(xué)特征及其環(huán)境地球化學(xué)信息研究[J].煤田地質(zhì)與勘探，2004，32(3):46-49.

[3] 王輝，郝啟勇，尹兒琴，等.煤矸石的淋溶、浸泡對(duì)水環(huán)境的污染研究[J].中國(guó)煤炭地質(zhì)，2006，18(2):43-45.

[4] 郝啟勇，尹兒琴，劉波，等.不同類型煤矸石中微量元素含量的探討[J].中國(guó)煤炭地質(zhì)，2008，20(8):23-25.

[5] 武強(qiáng)，董東林.煤礦開采誘發(fā)的水環(huán)境問題研究[J].中國(guó)礦業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2002，31(1):19-21.

[6] 楊偉華，沈士德.酸性礦井水對(duì)地下水和地表水的影響[J].煤礦環(huán)境保護(hù)，1999，13(3):15-16.

[7] Dang Zhi，Liu Congqiang，Haigh M J.Mobility of heavy metals associated with the natural weathering of coal mine spoils[J].Environmental Pollution，2002 ，18(3):419-426.

[8] Carlson C L，Carlson C A.Impacts of coal pile leachate on a forested wetland in South Carolina[J].Water，Air&Soil Pollution ，1994，72(14):89-109.

[9] Robert J L.Measurement methods for soil erosion[J].Frog.Phys.Gmg.，1989，20(2):5-9.

[10] 國(guó)家環(huán)保局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

[11] 胡振琪，魏忠義，秦萍.礦山復(fù)墾土壤重構(gòu)的概念與方法[J].土壤，2005，37(1):8-12.

[12] 王偉，張洪江，張成梁，等.煤矸石山植被恢復(fù)影響因子初探[J].水土保持通報(bào)，2008，28(2):147-152.