廢棄石煤礦生態環境綜合治理探討

基金項目 中國地質調查局項目“安康蒿坪河流域石煤礦區生態修復支撐調查與監測”（DD20230457）；陜西省重點研發計劃“秦巴山區金屬礦產開發引發生態環境污染綜合治理關鍵技術與示范”（2023-ZDLSF-63）。

作者簡介 周玉海（1983—），男，山東榮成人，碩士，高級工程師，從事環境污染治理工作。

收稿日期 2024-01-18

摘要 本文基于HPH流域廢棄石煤礦綜合治理實踐，分析了廢棄石煤礦基本情況，以及石煤礦開采產生的地表水污染、土壤污染及生態環境破壞等生態問題，提出礦區治理可采取廢棄礦硐封堵、廢渣堆綜合治理、污染河道清污、地下水及土壤污染風險管控等綜合治理策略，全面治理或管控中高風險污染源，從源頭上消減酸性水量和降低重金屬濃度，有效降低區域水環境風險，持續改善礦區生態環境質量，為同類型礦區治理提供參考。

關鍵詞 石煤礦；礦硐；廢渣堆；酸性水；生態環境治理

中圖分類號 X171.4；S731.6"" 文獻標識碼 A

文章編號 1007-7731（2024）13-0061-05

石煤礦開發會遺留礦硐與廢渣堆等，在大氣降水淋溶及地下水浸淋的雙重作用下，廢棄礦硐及廢渣堆會產生部分重金屬含量超標的酸性淋溶水，在防治措施不到位的情況下可能污染當地水體與土壤環境。丁曉濤等[1]、林海等[2]研究表明，石煤提釩冶煉廠區土壤中存在銅（Cu）、鎘（Cd）和鉛（Pb）污染，且發現廠區周邊野胡蘿卜中富集了較高含量的Cd元素。

廢棄石煤礦產生的生態環境污染問題較為嚴重，治理難度較大。目前，針對石煤礦山生態環境治理的研究主要集中在酸性水的末端處理方法，如杜平等[3]采用硫酸鹽還原菌，將[SO2-4]還原為H2S，消耗水中的硫酸根，沉淀重金屬，處理礦山酸性水；李向東等[4]采用可滲透反應墻技術，對礦山酸性水的pH值中和與重金屬元素的去除方法進行模擬研究；李萌曉等[5]總結了硫酸鹽還原菌（Sulfate?reducing bacteria，SRB）處理礦山酸性水的機理、影響因素及SRB固定化方法與現狀；王鐸等[6]研究了極板間距、電流密度、反應時間及廢水pH值對電絮凝法處理礦山酸性水的影響。目前，對于酸性廢水產生源頭的治理方面的研究較有限，這導致現有廢棄石煤礦治理措施多為采用混凝土對礦硐口進行封堵，對酸性水收集后進行處理，對廢渣堆進行覆土綠化，暫末形成從源頭、中段及末端對礦硐及廢渣堆進行全過程綜合治理[7]的策略。

采取簡易封堵礦硐及覆土綠化廢渣堆的處理措施存在的主要問題：未能有效減少礦硐酸性涌水排放量，后期治理成本較高；覆土綠化的廢渣堆底部仍有酸性廢水流出，治理效果不明顯，廢棄石煤礦產生的環境污染問題仍未得到有效解決。本文基于HPH流域廢棄石煤礦綜合治理實踐，通過對礦硐與廢渣堆性質，廢渣堆、廢棄礦洞基本情況，以及石煤礦開采產生的地表水污染、土壤污染及生態環境破壞等生態問題進行分析，提出污染源頭減量、過程風險控制及生態恢復的石煤礦區生態環境綜合治理策略，為同類型礦區治理提供參考，以達到科學治污、精準治污和依法治污的目的。

1 廢棄石煤礦現狀及主要生態環境問題

1.1 廢棄石煤礦現狀

1.1.1 石煤礦體特征" 石煤是一種低熱值、高灰分、高含硫的腐泥無煙煤[8]。石煤礦體產于晚奧陶-早志留世斑鳩關組地層中，該地層為一套次深海深水盆地相富炭（硅）泥質碎屑巖沉積地層[9]，巖性為黑色或灰黑色板巖、含炭硅質板巖、炭質板巖與粗面巖、粗面斑巖及角礫熔巖等構成的多個厚度不等的旋回韻律層，具有多層特點，富含重金屬Cd、釩（V）、錳（Mn）、鎳（Ni）和鋅（Zn）等。王馨[10]研究表明，石煤中的鉻（Cr）、Cd和Zn含量遠高于褐煤、無煙煤和肥煤。李瑩等[11]調查顯示，石煤中Cd含量范圍分別為0.96～453.00和23.00～37.00 mg/kg，其均值分別是農用地土壤污染風險篩選值的143和107倍；石煤中砷（As）含量為19.9～147.0 mg/kg，其均值為農用地土壤污染風險篩選值的2.8倍。崔雅紅等[12]研究表明，石煤中硫主要以黃鐵礦形式存在，約占總硫的96.7%。

HPH流域石煤礦體呈現東南—西北向帶狀分布，多層產出，礦體傾角60°～80°，礦體為陡傾斜產出，因而石煤礦開采容易形成“樓上樓”礦硐群及“天窗”，大氣降水、坡面產流匯入“天窗”流入下方礦硐，導致低處礦硐涌水。石煤礦體及圍巖風化受巖性、斷裂、褶皺、節理和板理影響和控制，斷層帶裂隙發育，通常礦硐中裂隙水量有限。

1.1.2 廢渣堆、廢棄礦洞基本情況" （1）廢渣堆。通過對研究區域58處廢渣堆固廢樣品進行采樣，并檢測重金屬浸出濃度，廢渣浸出液pH值范圍2.3～6.0，所有廢渣樣品中均未檢測出汞（Hg），As、Cd、Cr、Pb、Ni、Cu和Mn含量較高，90%以上廢渣堆屬于Ⅱ類一般工業固體廢物。

（2）廢礦硐。依據礦硐涌水pH值、重金屬含量及礦硐結構的完整性與穩定性，將礦硐劃分為高風險礦硐、中風險礦硐和低風險礦硐3種類型。其中，高風險礦硐占總礦硐數的4.24%，中風險礦硐占比64.84%，低風險礦硐占比30.92%。礦硐涌水pH值普遍呈酸性，Cd、Ni、Zn和Cu等重金屬含量較高。

1.2 石煤礦開采產生的主要生態環境問題

1.2.1 地表水受污染情況" 調查結果顯示，HPH流域各支溝地表水pH值在2.76～9.34，平均5.94，總體水質偏酸性。與GB 3838—2022《地表水環境質量標準》中Ⅱ類標準對比，流域地表水中Cd、Ni、Mn、鋁（Al）和pH值超標，超標率均在60%以上；其次為全鐵（TFe）、Cu、Zn和[SO2-4]；Hg、Pb和As含量較低，不屬于該區域地表水體特征污染物[13]。部分樣本超標率見圖1，主要污染物超標倍數見圖2。

地表水環境中的重金屬與礦石圍巖中的重金屬呈現較好的正相關性，說明礦石、圍巖中高含量的Cd、Cu、Zn、Ni和Mn是水體中重金屬的主要來源，石煤礦開采等礦業開發活動在一定程度上加劇了地表水污染情況。

1.2.2 土壤受污染情況" 杜蕾等[14]研究表明，石煤礦區土壤重金屬的生態風險由大到小依次為Cdgt;Cugt;Pbgt;Zn，其中Cd的生態風險遠大于其他重金屬元素，且距離石煤礦廢渣堆距離越近，土壤中Cd濃度越高。

研究區域采集的84件土壤樣品中，土壤pH值在3.74～7.76，總體呈弱酸性。重金屬元素單項污染超標倍數等級樣本統計表明（表1），60%以上的樣本中Cd、Cu和Zn元素超過GB 15618—2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準（試行）》的風險篩選值，約35%的樣本Ni超標；Pb、Hg和Cr未超標。Cd超標倍數gt;1的樣本數占77.7%；約50%的樣本Cu、Zn和Ni超標倍數lt;1；少數樣本Cr、As超標倍數lt;1。

1.2.3 生態破壞情況" 前期部分石煤礦的無序開采，導致部分區域植被被破壞，水土流失較嚴重。此外，礦硐、廢渣堆產生的酸性水部分進入地表水體，可能污染周圍水體與土壤環境。

2 生態環境綜合治理策略

2.1 污染源頭減量方案

2.1.1 廢礦硐治理" 消除或控制礦硐污染源的源頭，減少礦硐酸性水的量和降低重金屬濃度，需要針對性地從礦硐外部封堵構造裂隙、“天窗”，阻斷匯入礦硐的地表徑流，精準封堵礦硐內部出水點，阻隔封閉與地下水接觸的殘留石煤礦體表面，通過隔絕水體、空氣等，破壞酸性水形成條件，減少礦硐內酸性水形成量，從而減少或消除礦硐酸性水流入地表水體。

（1）高風險礦硐治理方案。涌水礦硐通常采用強化封堵，石煤礦開采一般為斜井和平硐，采用密閉填充封井回填。密閉填充設置兩道密閉墻，在密閉墻之間進行填充。姜瑜等[13]提出，傳統密閉填充一般采用黃泥、黏土或混凝土等材料填充，而石煤礦硐產生的涌水呈酸性，傳統填充材料在酸性水中長期浸泡易被腐蝕破壞，產生新的涌水點。

KEP無機膠凝材料具有耐酸腐蝕性強，限抗剪強度高，韌性大及良好的彈塑性物理特性，能與礦硐及硐內裂隙保持協調變形，密封性好。經廢棄礦硐封堵工程示范，KEP注漿材料在消減礦硐磺水、消除廢棄礦硐地質災害及改善流域生態環境方面應用效果較好[15]，并形成了KEP注漿材料制備、礦硐充填的全流程工藝方法。

（2）中風險礦硐治理方案。涌水積水且重金屬含量超標的中風險礦硐優先選擇注漿封堵技術，無涌水或涌水積水重金屬含量不超標的礦硐依據實施情況，選擇一般強化封堵技術或簡易封堵技術。

（3）低風險礦硐治理方案。除充填高風險廢渣需要，或在勘察后發現其與周圍高、中風險涌水礦硐存在聯系，否則一般推薦簡易封堵。部分確實因條件不符合或者難以保障安全施工的可以不封堵，但應樹立警示牌并做好圍擋措施。

2.1.2 廢渣堆治理" （1）高風險廢渣堆治理方案。高風險廢渣堆有明顯酸性廢水滲出，是溝道地表水和土壤的主要污染源之一。治理技術主要有工程密封覆蓋、生物膜吸附處理和電化學處理3種。劉敬勇[16]在含硫多金屬礦床開采過程中的環境污染與治理研究中指出，由于工程和化學技術本身的局限性，如工程密封覆蓋技術簡單，但工程量大，且并不能從根本上解決問題；電化學和生物膜吸附處理技術費用較高，且加入了外源化學物質，有可能產生其他危害，均不是長久之計。

（2）若高風險廢渣堆區域存在高、中風險礦硐的治理方案。杜金龍等[15]建議優先采取KEP注漿充填礦硐進行廢渣堆減量化消減。若廢渣堆不具備充填礦硐條件，應盡量選擇異位處置措施，建設集中填埋場，將附近廢渣統一運送至集中填埋場填埋處置。異地處置貯存場或填埋場的選址及建設必須滿足GB 18599—2020《一般工業固體廢物貯存和填埋污染控制標準》要求。填埋場應包括防滲系統、滲濾液收集和導排系統、雨污分流系統、環境監測系統、公用工程和配套設施、地下水導排系統及廢水處理系統（根據具體滲流廢水情況選擇設置）等。

（3）中風險廢渣堆治理方案。在經濟、技術上可行時，優先考慮將中風險廢渣堆隨高風險廢渣一并改性處理后回填至附近具備條件的廢棄礦硐或采坑，實現“以廢治廢”和協同整治。若廢渣堆暫不具備充填礦硐條件，推薦采取原址風險管控措施，做好上游來水的截排導流設施建設，阻止上游來水進入廢渣堆內部；因地制宜完成渣體穩定性和地質災害隱患整治，采取削坡整形、穩定加固等措施提高廢渣堆體穩定性；同時，對渣體表面采取有效的防滲處理，如采用高密度聚乙烯膜（HDPE）、生物毯或改性地質聚合物等阻隔防滲材料，再結合現場需求實施表層覆土和生態復綠等措施，減少進入渣堆內部的水量，可有效減少酸性水的產生量。

（4）低風險廢渣堆治理方案。對于不產生酸性水且無地質隱患的低風險廢渣堆，以生態修復結合跟蹤監測為主，對于位置較遠、不具備施工條件的低風險廢渣堆，以自然修復為主。

2.1.3 河道治理" 河道污染表觀表征為磺水視覺景觀污染，實質為嚴重的是酸性水和重金屬污染。河道水及底泥中重金屬如果超標，可能會危及水生態安全，韓富濤等[17]研究表明，當水體pH值為2時，底泥中重金屬釋放量最大。呂興娜等[18]研究表明，隨著鹽度質量濃度的增加，Pb的釋放速率也會明顯增加。李魚等[19]對影響重金屬釋放的因素研究表明，溫度升高，重金屬的釋放量明顯增加。因此，日常需要及時清理石煤礦附近河道內底泥，并運送至填埋場進行安全處理，避免底泥中重金屬重新釋放進入地表水體。

河道底泥清理后，在河床開闊、水流緩慢的地段設置濕地緩沖帶，通過物理攔截過濾+岸帶植物修復，提高水體pH值，加速Fe、Mn等自然沉降，縮短河道自凈距離，降低水體色度，改善河道景觀。

2.2 風險管控方案

2.2.1 土壤污染管控方案" 開展土壤環境質量現狀調查，分析水土環境和農作物中Cd等重金屬積累成因，并進行生態風險識別，掌握土壤環境質量狀況，為制訂科學合理的修復目標與方案奠定基礎。根據調查結果，按照污染程度，實施農用地分類管理，將農用地劃分為優先保護類、安全利用類與嚴格管控類3個類別，以耕地為重點，分別采取相應管控措施，保障農產品質量安全。劉瑞平等[20]提出將預防為主、保護優先作為土壤污染防治的基本原則，重視前期管理代替后期治理。

2.2.2 地下水污染管控方案" 地下水監測結果顯示，礦區下游特別是渣堆底部地下水中部分指標超標，其他區域地下水質量較好；地下水超標指標主要為pH、Cd、Zn、Fe和Mn，與石煤礦開發造成的特征污染物基本一致。隨著對高風險廢渣堆清理與酸性水礦硐封堵，有效切斷了地下水污染來源，地下水中污染物擴散趨勢得到有效控制，礦區地下水水質得以持續改善。結合區域地下水環境敏感性特點以及地下水污染現狀特征，區域地下水污染管控建議主要采取”自然修復+跟蹤監測“的風險管控措施。

2.3 生態恢復方案

石煤礦開采形成的廢渣堆多為Ⅱ類固廢，因此不能簡單實施生態復綠工程。針對研究區大多數廢渣堆堆積坡度大、立地條件差及自然復綠程度低等特征，需因地制宜選取合適的土壤重構及植被重建技術進行復綠，復綠措施應遵循“人工修復+自然修復”相結合原則。

針對硐口、高陡斜坡的裸露基巖面，進行噴漿處理，可起到穩固硐口及減少裂隙磺水滲出的作用，防止含硫鐵礦的基巖在雨水浸溶下形成酸性水。付政麗[21]提出，針對廢棄地坡度小于45°的緩坡地段，進行土地復墾，以喬木林為主，選擇坑穴覆土植樹技術；坡度大于45°的廢棄場地，采取主動措施，逐級將坡體角度控制到自然休止角為止，削坡后在臺面上坑穴植樹種草，在臺階上栽植喬木或爬藤類植物，起到遮擋綠化裸露巖面的作用?？友ǜ餐梁穸瓤刂圃?0 cm以內，覆土種草的土壤有效厚度應不小于30 cm。邊坡較陡時，采用賓格籠擋墻或生態袋技術，減緩暴雨期間的水土流失；對于不穩定的邊坡首先需要勘察設計治理潛在的滑坡和崩塌隱患。

3 結語

本文基于HPH流域廢棄石煤礦綜合治理實踐，分析了石煤礦現狀涉及的礦硐與廢渣堆性質，廢渣堆、廢棄礦洞基本情況，以及石煤礦開采產生的地表水污染、土壤污染及生態環境破壞等生態問題，提出污染源頭減量（包括廢礦硐治理、廢渣堆治理和河道治理）、過程風險控制（土壤污染管控、地下水污染管控）及生態恢復的石煤礦區生態環境綜合治理策略，為同類型礦區治理提供參考。礦區治理可采取廢棄礦硐封堵、廢渣堆綜合治理、污染河道清污、地下水及土壤污染風險管控等綜合治理策略，全面治理或管控中高風險污染源，從源頭上消減酸性水量和降低重金屬濃度，有效降低區域水環境風險，持續改善礦區生態環境質量。

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（責編：何 艷）