矿区环境污染与修复

矿区环境污染与修复（共10篇）

矿区环境污染与修复 篇1

1 引言

从根本上来说, 矿区地质环境评价与治理研究的对象是地质环境。地质环境一般是指由岩石圈、水圈和大气圈所组成的环境系统, 并具有相对完善和稳定的物质迁移和能量转换机制, 它是整个自然环境系统的重要组成部分, 也是与人类的生产生活关系最为密切的环境空间, 对于维护整个生态系统的平衡发展和平稳运行具有十分重要的作用和意义。对于矿区地质环境来说, 一般是指曾经开采、正在开采或准备开采的矿床及其邻近地区, 其岩石圈上部与大气、水、生物圈组分之间, 不断地进行着联系 (物质交换) 和能量流动, 这一部分组成一个相对独立的环境系统圈组成的环境系统。矿区地质环境往往是以岩石圈为主要运行依托, 并伴随着较长时间的矿产资源开发, 且对其所在的地质环境平衡系统造成了一定的破坏。因此, 我们谈到矿区地质环境总是着眼于其身上所存在的诸多地质环境和地质灾害问题。简单地说, 矿区地质环境评价就是对矿业开发生产项目规划和建设可能对环境造成的影响进行有效的分析与评估, 在此基础上提出相应的预防和减轻不良影响的具体实施办法, 以便更好地维护该地区地质环境生态系统的平衡发展。矿区地质环境评价与治理是一项牵涉面广、复杂度高的大工程, 涉及到景观生态学理论、系统理论、统筹人与自然和谐发展理论等专业知识, 并且需要经过很长时间的具体实践才能取得比较良好的效果。

随着经济建设进程的不断加快, 矿产资源开发和生产企业也得到了长足的发展, 一方面极大地促进了国民经济建设的发展步伐, 但是同时也造成了不可忽视的地质环境问题。矿产资源开发利用率不高, 且存在比较严重的浪费现象;耕地面积不断减少, 粮食产生面临极大的挑战;房屋倒坍、饮用水污染、公路等基础设施建设遭到破坏。这些因矿业生产引发的地质环境问题正在一步步地威胁到人类的正常生活和发展空间。在可持续发展目标的指导下, 我国正在积极构建资源节约型和环境友好型社会, 因此积极探索和研究行之有效的评价体系和治理方法, 成为了当前我国矿业生产所面临的一项十分紧迫的任务。

2 矿区地质环境综合评价的主要流程

2.1 划分评价单元

总的来说, 矿区地质环境是一个十分复杂的系统, 包含很多组成部分和影响要素, 并且在不同的局部区域之间往往还表现出很大的差异性。在这种情况下, 为了尽可能准确和全面地对矿区地质环境做出评价, 通常的做法是首先对具体的研究对象区域进行划分, 得到一系列比较小的单元, 也可以看作是一个评价单元;然后这些小的单元赋予一定的评价指标值, 最后通过综合所有单元的评价属性来得到整个区域的评价结果。对研究对象进行有效划分的标准和原则是每一个具体的评价单元在地质环境条件方面具有很大的相似度和一致性, 不同的评价单元在地质环境条件方面具有一定的差异性和区分度。

在划分方法方面, 目前主要有以下几种:一是三角形剖分法, 也就是以三角形作为基本的评价单元来对研究矿区进行划分。这种方法在操作过程中具有很大的灵活性, 可以自由地选择和组合各个单元。但是为了操作方便和简化数据处理过程, 在划分过程中要求三角形的任意一角不得大于90°, 三条边的长度要近似地成等边三角形分布。三角形剖分法对小范围评价区域划分比较合理, 在使用过程中大多与有限元或数值模拟相关联, 主要用于地下水资源评价、地面沉降分析计算等。二是正方形网格法, 这种方法一般是采用地理坐标来控制具体的划分过程和精度, 其操作关键是确定和控制各个划分网格的大小, 范围可以达到0.01km2到数平方千米。正方形网格法主要用于大面积的矿区地质环境评价问题, 如土壤环境质量评、地下水污染评价和耕地面积破坏评价等方面。三是不规则多边形网格划分法, 这种划分方法一般是结合研究区域的地质分布情况, 以地质环境条件突变的界限为划分边界。由于考虑了实际的地质条件分布状况, 不规则多边形网格划分法具有很大的适应性, 能够得到比较合理的评价指标值, 在实际工作应用较多。尤其是对于范围面积较小的矿区进行评价时, 如果忽略其中的地质条件, 将违背评价工作的初衷和原则, 得到的评价结果也很难具有可靠的参考价值。

2.2 选取评价指标与优化

评价指标的选取具有很大的针对性和依赖性, 一方面要结合矿区的实际情况, 针对不同的矿产资源类型以及其对地质环境造成的主要危害来选取, 并且要注意抓住主要矛盾, 兼顾次要矛盾。一般来说, 植被覆盖率、地质灾害、人类活动、水资源污染、地貌景观影响占总面积的比例和矿渣堆积量等一些指标是实际评价工作中普遍都会涉及到的。选取了合适的评价指标后还需要对评价因素进行等级划分, 按照严重 (Ⅰ) 、较严重 (Ⅱ) 和一般 (Ⅲ) 来表示不同等级的破坏程度, 并赋予相应的标准值, 从而对所研究矿区的地质情况有一个相对客观的评价。表1列出了几个常用的评价指标及其标准值。

另外, 在实际工作中往往还要考虑对选取的评价指标进行优化, 一方面评价指标太多不利于进行数据采集和处理, 而且不同的评价指标往往还存在一定的重复和交叉, 使得数据上具有一定的冗余性。在优化评价指标方面, 主要有经验法、两两比较法和主成分分析法。其中主成分分析法是在保证评价指标信息损失最小的前提下, 经线性变换和舍弃部分信息, 获得少数新的综合变量, 以取代原始采用的多维变量, 通过对少数综合性指标的分析达到评价目的。

2.3 确定权重

从本质上来说, 权重主要反映的是评价体系对其中每一个评价指标的重视程度, 科学合理的权重系数对于客观地反映矿区地质情况具有十分重要的作用和意义。确定权重系数的方法有确定, 目前主要采用的是墒值求权法。也就是在对矿区地质环境进行综合评价时, 运用熵值来判断事物的随机性、判断某个指标的离散程度。每个指标都具有自己所特属的熵值。熵值越大, 表示该指标无序性越大, 对评价的影响程度越小, 反之, 熵值越小, 指标的效用值越高。熵值等于l时表示指标的数据位完全无序, 对评价结果的贡献程度为零, 各指标对评价的影响程度取决于该指标熵值与1的差值。

3 矿区地质环境治理

3.1 地质环境分区治理

根据矿区地质环境综合评价结果, 在了解了不同评价区域的地质破坏情况和主要矛盾的基础之上, 就要有针对采取一些治理措施, 一方面对已经存在的各种问题进行及时有效地处理和恢复, 同时严格防范破坏范围的进一步扩大, 有效地避免和消除各种潜在的问题和隐患。在实际的治理过程中, 比较常见的地质环境问题主要有以下几种:一是地面塌陷, 例如玉溪矿业狮凤山矿三家厂矿段, 这是各个坑采矿山开采区普遍存在的问题和隐患, 对耕地和各种基础设施造成了严重的破坏。目前治理塌陷区主要是采用填埋法, 将已经出现塌陷问题的区域进行填埋, 并结合矿区当地的地质构造情况, 尽可能地恢复原有的耕地和植被。二是地裂缝, 例如玉溪矿业狮凤山矿凤山矿段, 一般是采用粘土或者灌浆填充的方法来填充和弥补地裂缝, 并且一般来说, 对于岩质裂缝宜采用水泥浆和混凝土充填, 对于土质裂缝宜采用粘土充填。三是地形地貌景观破坏, 例如玉溪矿业大平掌铜矿, 这种破坏的影响范围一般较大, 如果不采取及时有效的处理措施, 往往会引发一系列连锁破坏反应。治理地形地貌景观破坏这种矿区地质环境问题, 要尽量贯穿于矿产资源的生产全过程, 将恢复治理措施与矿区生产同步进行, 这样一方面可以有效地减少破坏范围和影响程度, 同时也能够极大地降低后期治理工作的成本投入。

3.2 矿山环境监测工程

建立矿山环境监测工程是当前我国矿区开展地质环境评价与治理工作的一个重要方面, 结合实际工作情况来看, 主要有以下各个监测重点:首先是对于地表变形、裂缝和塌陷等具有明显变化特征的地质破坏问题的监测, 为了能够及时监测到这类地质问题的发展程度和影响范围, 一般是要沿矿体的走向和倾向布置地表变形监测点, 采集有效地监测数据, 并对其未来发展情况进行科学地预测;其次是对于地下水水质污染和水量变化的监测, 要在矿区的每一个有效开采区域布置相应的监测点, 如果某一个区域出现了污染破坏问题, 就要及时对整个矿区的地下水保护措施进行检查和维护;最后是滑坡和泥石流等地质问题的监测, 这类矿区地质环境问题的破坏力和影响力极大, 一旦出现将造成不可估量的损失, 针对这类问题, 在监测点的布置上要结合该地区的地形走势和过去此类问题的发生情况来综合考虑, 同时应该尽可能多地设置监测点, 提高监测的力度和频度。

4 结束语

矿区地质环境评价与治理是一项复杂度很高的工作, 牵涉到方方面面的问题。在实际工作中, 我们一方面要提高思想认识, 以高度负责的态度和严谨细致的精神来做好每一个环节的工作;另一方面要注意进行技术创新, 积极采用先进的技术装备和理论知识来提高评价与治理工作的质量, 为经济建设与环境保护的协调发展提供坚强的保障。

摘要：由于自然地质作用和某些人为因素, 当前我国矿区生态地质环境日益恶化, 加强矿区地质环境的评价与治理已经成为了项十分迫切的工作。文章首先简要介绍了矿区地质环境评价与治理的内涵和重大意义, 然后论述了矿区地质环境综合评价的主要流程, 后从地质环境分区治理和矿山环境监测工程两个方面说明了如何展矿区地质环境治理工作。

关键词：矿区地质环境,评价方法,治理方案

参考文献

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[3]霍艾迪, 张骏, 卢玉东, 成玉祥, 姚以亮.地质灾害易发性评价单元划分方法--以陕西省黄陵县为例[J].吉林大学学报 (地球科学版) , 2011 (02) .

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[5]赵爱军, 高忠咏, 马建青, 李小林.人工生态恢复技术在三江源区矿山环境治理工作中的应用[J].青海环境, 2009 (02) .

矿区环境污染与修复 篇2

关键词：矿区;重金属污染;修复;土壤

引言

中国是世界上重要的重金属矿区之一，分布着大量的优质重金属矿，丰富的重金属资源为中国国民经济的健康稳定发展提供了资源保障。

然而，长期以来在重金属矿区开采的过程中，由于开采技术、资金缺乏及管理方面等原因，对矿区周围的土壤与环境造成了严重影响，从而引发了大量的生态环境问题。

矿业废弃地一般都含有大量的重金属，这些废弃地以尾矿和废弃的低品位矿石的重金属含量最高。

重金属通过地表生物地球化学作用释放和迁移到土壤及河流中，而这些受重金属污染的水又通过灌溉方式进入农田，并通过食物链进入人体，从而对矿区附近居民的健康和生存环境构成严重威胁 [1]。

通常情况下，有色金属矿区附近的.土壤中，铅、铜、锌含量分别为正常土壤中含量的 10～40倍、5～200倍、5～10 倍 [2]。

一、矿区土壤重金属污染现状

铅锌矿区重金属污染现状越来越严重，已经损害了人民的群众健康。

如在20世纪60年代，日本曾发生的第二公害病―骨痛病，便是由于食用被镉废水污染了土壤生产的“镉米”所致。

王新等对辽宁省铁岭柴河Pb―Zn矿区的土壤一岩石界面的重金属行为特性进行了研究，结果表明该矿区土壤Cd、Pb、Zn元素含量分别是当地背景含量的11倍、4.5倍、3倍，大大超过了当地背景含量水平;Cd作为制约当地农业用地的限制性元素，超过国家土壤环境质量标准5.8倍;矿区附近玉米中Pb、Cd含量分别是国家食品卫生标准16～21倍、5.7～9.7倍[3]。

湖南省由于有色金属矿山开采引起的Pb、Cd、Hg、As等重金属污染，受污染面积达2.8万km2，占全省总面积的13%。

部分地区土壤中Pb、Cd、Hg、As高出正常值数倍至数百倍，从而出现了地方病。

王莹以上虞某废弃铅锌尾矿山为研究对象，研究了土壤中重金属含量及污染状况，结果表明：尾矿山周边各采样点土壤 As、Zn、Pb 和 Cu平均含量为 328 mg.kg-1、1 760 mg.kg-1、2 708 mg.kg-1和 287 mg.kg-1，均超过土壤环境背景值，各元素含量变异强度为：As>Pb>Cu>Zn[4]。

二、矿区土壤重金属修复技术

重金属是农业环境和农产品的一个重要污染物质。

对土壤重金属污染的修复技术常用的有物理修复和化学修复。

物理修复主要包括客土、换土和深耕翻土等措施。

通过客土、换土和深耕翻土与污土混合，可以降低土壤中重金属的含量，减少重金属对土壤―植物系统产生的毒害。

化学修复就是向土壤投入改良剂，通过对重金属的吸附、氧化还原、沉淀作用，以降低重金属的生物有效性。

但由于重金属元素在环境中具有相对稳定性和难降解性，至今仍未找到可供大面积应用的重金属污染治理方法。

近年来出现的植物修复，具有投资和维护成本低、操作简便、不造成二次污染、具有潜在或显在经济效益等优点，并且其更适应环境保护的要求，因此越来越受到高度重视。

植物修复是一种经济、有效且非破坏性的修复技术，主要利用自然生长或遗传培育植物对土壤中的污染物进行固定和吸收。

通常包括：植物提取，即植物对重金属的吸收。

目前已发现有400 多种植物能够超积累各种重金属，一些超积累植物能同时积累多种重金属，如羊蕨属植物和具有富重金属性的苋科植物对土壤中重金属的吸收率达到 100%。

蒋先军等的研究发现，印度芥菜对Cu、Zn、Pb 等中等污染土壤具有良好的修复效果[5]。

有证据表明，柳树和白杨能从土壤中去除一定量的重金属，净化低污染的土壤;植物挥发，即通过植物使土壤中的某些重金属(如Hg2+)转化成气态(HgO)而挥发出来;根际过滤，即利用植物根系过滤积淀水体中的重金属;植物稳定，即利用植物根际的一些特殊物质使土壤中的污染物转化为相对无害的物质。

有研究发现，树木可以存活并生长于含有较高浓度的多种重金属污染的土壤上。

经监测，桦树和柳树的一些树种可以耐受铅和锌[6]。

结论与展望

矿区土壤的重金属污染是矿区所面临的重大生态环境问题，具有自己独有的特征，在治理的过程中应因地制宜地选择恰当的治理方式。

物理、化学等方法对于矿山土壤的修复存在耗能、耗钱、对土壤结构损害较大等缺点，从保护生态环境出发，这些方法均对矿山生态环境的恢复作用不明显，而植物修复成本较低，可以稳定土壤、控制污染、改善景观、减轻污染对人类的健康威胁，所以在修复矿山土壤重金属污染的过程中，越来越多的国家选择使用植物修复技术。

近年来，中国金属矿业迅速发展，所造成的重金属污染日益加剧，植物修复技术的研究更具有广阔的市场，并逐步走向商业化，同时中国有广袤的国土、丰富的资源、复杂多样的地理条件，蕴藏着大量超富集植物，为中国开展有关植物修复技术的研究提供了良好的基础。

参考文献：

[1] 郑奎，李林.中国铅锌矿区的重金属污染现状及治理[J].安徽农业科学，2009，(30).

[2] 薛强，梁冰，刘晓丽.有机污染物在土壤中迁移转化的研究进展[J].土壤与环境，，(1)：90-93.

[3] 王新，周启星，任丽萍.矿区农产品质量及土壤─岩石界面重金属行为特性的研究[J].农业环境科学学报，，(3)：459-463.

[4] 王莹，赵全利，胡莹，等.上虞某铅锌矿区周边土壤植物重金属含量及其污染评价[J].环境化学，，(7).

[5] 蒋先军，等.重金属污染土壤的植物修复研究[J].土壤，，(2)：71-74.

矿区环境污染与修复 篇3

摘 要：矿产资源是我国社会经济发展的重要支柱，然而矿产资源的开发同时也是迄今人类最大规模改变地球表面景观和破坏地表生态系统的有组织的人类活动。因此，废弃矿山的生态恢复和矿区生态绿化是迫切需要解决的问题。本文在河北省唐山铁矿区内5个试验地种植试验的结果表明，杂交构树对废弃矿山和矿区恶劣生境表现出良好适应性。在不采取工程措施的情况下，通过原土种植，可获得较高的存活率，后期管护措施简便、易行，降低了尾矿生态修复和矿区绿化的成本。本研究为杂交构树在矿山地区的大面积推广种植提供了理论依据，在生态环境治理、矿区修复和绿化等方面具有广泛的应用前景。

关键词：杂交构树；矿山修复；生态绿化；尾矿治理

中图分类号：S792 文献标识码：A DOI 编码：10.3969/j.issn.1006-6500.2016.12.024

Application of the Paper Mulberry in Ecological Restoration of Tailings and Mining Area

PENG Xianjun，WANG Jinshan，SHEN Shihua

（Institute of Botany， Chinese Academy of Sciences， Beijing 100093，China）

Abstract： Mineral resources is an important pillar for our country's social and economic development， but mineral resources development is also the largest organized human activity which changes the landscape of the earth's surface and destroys the surface ecological system. Therefore， the ecological restoration of abandoned mine and the mining area ecological greening are urgent. In this study， five iron producing area in Tangshan of Hebei Province were selected for planting experiment. The results showed that paper mulberry can achieve the high survival rate without taking engineering measures and through the original soil planting. In addition， the paper mulberry also exhibited the good adaptability to abandoned mines and mining area environment. The plantation management is simple and easy which can reduce the cost of the ecological restoration of tailings and mining area greening. This research provides the theoretical basis for planting the paper mulberry in restoration of the ecological environment of the mine area.

Key words： paper mulberry； mine restoration； ecological greening； tailings treating

近些年，随着我国经济的快速增长，对矿产资源的需求不断增大，开采规模持续快速扩大，带来的环境污染和生态破坏问题也日趋严峻。大规模的矿石开采，使生态系统遭受严重破坏：水土流失、山体滑坡等灾害的发生频率大大增加；地表植被和自然地貌遭到严重破坏；尾矿粉堆积如山；土壤微生物环境受到破坏；水体、大气的污染日趋严重[1-2]。长期以来，政府和企业投入了巨大的人力、物力和财力，通过大规模的工程技术手段对尾矿加以改造，通过种植园林绿化植物进行造景和生态恢复。但是，由于巨大的前期投入和后期不断增加的养护成本，常用的园林植物，如银杏、白蜡、刺槐和榆树等乔木类树木在尾矿和矿区难以适应，许多地区的绿化和生态修复工程未达预期[3]；在通过工程措施后种植诸如核桃、板栗、山楂和柑橘等经济作物，以实现土地复垦的“工改农”方案，则因为较高的生产成本和管护难度，未能大规模推广。

杂交构树具有很强的适应性，能够耐干旱、耐贫瘠、耐盐碱、抗污染和病虫害。作为一种速生树种，可广泛用于土地沙（石）漠化和盐碱地治理[4-5]，具有加速封山造林、优化农村经济结构等功能，创造出良好的生态和经济效益[6]。

杂交构树耐盐碱、抗干旱，作为盐碱地绿化树种，在河北省唐山市和天津市的滨海盐碱地以及山东、辽宁等地已经有了多年的推广种植[7]。杂交构树侧根极其发达，再生力强，多集中于地表以下30 cm，穿插力强，当年侧根即能伸展2 m 以上。地表根系发达，对土壤具有很强的固持作用，在贵州省喀斯特石漠化区，杂交构树已经应用于涵养水源、保持水土、防止土地石漠化和恢复与重建退化喀斯特生态系统[8]。

1 材料和方法

1.1 研究区域概况

试验选址为河北省唐山市的迁西县和迁安市的铁矿区。该试验地位于燕山沉降带东段南缘，其地貌特征呈典型的低山丘陵景观。属暖温带大陆性半湿润的季风气候，四季分明，干湿季节明显。春季干旱多风，夏季炎热多雨，秋季天高气爽，冬季寒冷干燥。年平均气温10.1 ℃，7月份平均气温25 ℃，1月份平均气温-7.8 ℃。初霜期为10月初至11月初，终霜期为4月初至4月底，无霜期一般为183 d，最长为209 d，最短为161 d，多年平均降水量为804.2 mm。气候条件能够满足杂交构树的生长要求。

1.2 研究材料

试验所用杂交构树为中国科学院植物研究所培育的速生、多抗的生态经济林用树种。试验选用株高在20 cm左右的一年生杂交构树幼苗，方便贮运。另外，以白蜡树（Fraxinus chinensis）和榆树（Ulmus pumila）为参照，比较相同生长条件下不同树种生长量的差异。

1.3 试验地

1.3.1 试验地特点 迁西县兴城镇台头村和东荒峪镇的铁矿选矿场的试验地，土壤土层薄，且以裸岩、碎石及砂砾为主，有机质、养分和土壤微生物含量低，保水性差，如图1A所示。迁安市马兰庄永盛公司内废弃选矿场试验地的土壤特点与迁西类似，土质特点为碎石、砂砾地，有机质养分、土壤微生物含量低；迁安市五重安乡瑞阳生态农业大观园园区内有改造选矿场和尾矿粉堆两块试验地，其中，改造选矿场的土质为碎石和薄土，有机质养分、土壤微生物含量低；尾矿粉堆以废弃尾矿粉为主要成分，具有保水性差、缺乏有效营养成分的特点。图1B所示为尾矿粉堆沙漠化生境的情况。

1.3.2 试验地整理 在迁西县境内的两处试验地均不做土地整理工作，采取原土种植的方式，依地形进行种植试验。在迁安的试验地按图1C所示进行适当的土地平整，试验地边缘做好护坡措施，创造相对均一的试验条件，规范设置试验小区。

1.4 苗木定植

杂交构树幼苗的定植期较长。华北地区一般在最低气温高于10 ℃时的月份均可定植。唐山地区一般在5—9月完成定植。杂交构树定植密度选择100 cm×100 cm株行距为宜，以保证在树体营养供给的前提下充分利用土地。定植时应避免在阳光强烈的正午进行，宜选择在每天的傍晚或阴天时进行。定植时，首先去除苗木的营养钵，应尽量保证根系完整不散团。栽植深度不要过深，以掩过原土位置1 cm左右为宜。定植后及时灌足定植水[9]。

1.5 日常管理

苗木定植后，有一个7 d左右的缓苗期，应加强水分调控，7 d内至少浇两次水。苗木成活后，在生长期内根据实际情况浇水3～4次。北方地区为保证苗木安全过冬，入冬之前浇封冻水[6]。

2 结果与分析

依据各个试验地不同的地形、土质和水肥处理设计3个试验，对杂交构树在尾矿和矿区的适应性和生长势进行综合比较分析。

2.1 地形对杂交构树成活率和生长状况的影响

迁西县的试验地未经土地整理，迁安市的试验地进行了适当的土地平整等措施。在迁西县东荒峪和迁安市马兰庄永盛公司这两处类似土质和生态环境条件的试验地各选取50株杂交构树进行成活率对比试验，并从中各选取20株进行生长量对比试验，从一定生长时期（70 d）内的株高、地径和枝叶量3方面对杂交构树的生长情况进行统计，试验数据采集年份为2010年。由图2A可以看出：不同地形对杂交构树的成活率存在一定的影响；定植一个半月后，进行土地整理的相对于未进行土地整理的杂交构树有着较高的成活率。在两个月后，树苗均完成缓苗，成活率趋于稳定。图2B、C、D中马兰庄试验地进行了土地整理，种植3个月后株高平均增加69.95 cm，增幅265.4%；地径平均增加0.880 4 cm，增幅161.12%；枝量平均增加2.6，叶量平均增加15.2。而东荒峪的试验地没有进行土地整理，种植3个月后株高平均增加18.3 cm，增幅101.34%；地径平均增加0.404 8 cm，增幅136.54%；枝量平均增加1.2，叶量平均增加6.6。

2.2 不同土质对杂交构树生长状况的影响

在瑞阳生态农业大观园的两处试验地I （选矿场）和II（尾矿粉堆）各选取供试苗20株进行生长量对比试验，在70 d的生长时期内，对杂交构树的株高、地径和枝叶量3个指标进行统计（图3）。

图3中选矿场尾矿（Ⅰ）的土层缺失，多碎石、裸岩的破碎生境；尾矿粉堆（Ⅱ）属于沙漠化生境。两块试验地均进行了土地整理，试验条件均一。图3A所示，在3个月的生长期后，选矿场尾矿的杂交构树株高平均增加73.8 cm，增幅293.22%；地径平均增加1.64 cm，增幅357.34%；枝量平均增加5.4，叶量平均增加12.6。尾矿粉堆的株高平均增加34 cm，增幅135.76%；地径平均增加0.37 cm，增幅103.26%；枝量平均增加2.4，叶量平均增加6.4。数据结果表明，选矿场尾矿的杂交构树长势要优于尾矿粉堆。

2.3 不同水肥条件对杂交构树成活率和生长状况的影响

2.3.1 施肥对杂交构树生长状况的影响 作物种植的过程中，施肥是一项非常重要的工作，在浇水管理相近的条件下，在河北唐山迁西县台头村和迁安市五重安乡瑞阳生态农业大观园两地3个试验地块各取样50株，进行施肥对比试验，选用肥料为磷酸二胺复合肥，试验数据采集年份为2010年。在树苗成活后施入磷酸二胺复合肥，促长效果明显。试验结果显示，施肥处理的成活率高于未施肥处理（图4A）。图4B、图4C所示为在施肥或不施肥条件下杂交构树的株高和地径的增长情况。Ⅰ和CK-1是来自台头村试验地的数据，由于该试验地的管理存在问题，构树的生长势较其他地块要差。经过3个月的生长期施肥组Ⅰ的株高平均增加38.2 cm，增幅205.86%；地径平均增加0.75 cm，增幅315.46%。对照组CK-1株高平均增加23.6 cm，增幅119.56%；地径平均增加0.45 cm，增幅179.94%。施肥组长势优于对照组。而选矿场和尾矿粉堆的生长量更大，相比对照的优势也更为显著。选矿场施肥组Ⅱ株高平均增加178.6 cm，增幅669.42%；地径平均增加3.28 cm，增幅736.22%。对照组CK-2株高平均增加73.8 cm，增幅315.82%。尾矿粉堆施肥组Ⅲ株高平均增加176.4 cm，增幅732.6%；地径平均增加3.74 cm，增幅1148.28%。未施肥对照组CK-3株高平均增加34 cm，增幅135.76%；地径平均增加0.38cm，增幅103.26%。

2.3.2 不同水肥组合处理对杂交构树生长的影响 试验采用在一定生长时期（70 d）内，从株高和地径两方面对杂交构树的生长情况进行统计。试验中设置4个处理，每个处理设3个重复；CK为对照组，不浇水不施肥；处理Ⅰ，浇水施肥；处理Ⅱ，施肥不浇水；处理Ⅲ，浇水不施肥。图5中的A、B两图为水肥控制试验测得的相关数据得出的结果。数据采自瑞阳生态农业大观园选矿场，试验数据采集年份为2010年。处理Ⅰ株高平均增加了188 cm，增幅789.57%；地径平均增加3.4 cm，增幅1 013.13%；处理Ⅱ株高平均增加了175 cm，增幅775.9%；地径平均增加3.24 cm，增幅918.67%；处理Ⅲ株高平均增加了160.67 cm，增幅554.2%；地径平均增加2.39 cm，增幅520.17%；CK株高平均增加了44 cm，增幅169.17%；地径平均增加0.87 cm，增幅181.1%。通过数据可以看出，杂交构树的长势为处理Ⅰ>处理Ⅱ>处理Ⅲ>CK。

2.4 杂交构树与白蜡、榆树对比试验

杂交构树属于速生树种，在水肥供给充足的情况下，年生长量很大，相比其他绿化树种能够加速绿化进程。试验中对杂交构树和白蜡、榆树种植后的生长量进行了对比试验，在迁西县台头村、东荒峪、马兰庄永盛公司、重安乡的瑞阳生态农业大观园的改造选矿场和尾矿粉堆5个试验地同时种植了杂交构树和白蜡、榆树，从株高和茎粗两个方面的生长量进行比对。由图5C、图5D可以看出，总体上杂交构树的生长速度明显高于传统绿化树种白蜡树和本土的榆树。而在立地条件相对好的选矿场试验地优势更为突出。经过3个月的生长，株高杂交构树增量156 cm，白蜡增量88 cm，榆树增量78 cm；地径杂交构树增量1.76 cm，白蜡增量1.05 cm，榆树增量0.6 cm。

3 讨 论

3.1 地形和立地条件影响杂交构树的生长状况

杂交构树根系对土壤的通透性有一定要求，宜选择土质疏松的地块进行种植[2]。通过迁西县东荒峪和迁安市马兰庄永盛公司这2处试验地的对比种植，做过土地整理的试验地种植杂交构树的成活率总体要优于未进行土地整理的地块，未经土地整理种植的构树苗生长量明显小于经过土地整理的构树苗。可能是因为进行土地整理后，试验地块地势趋于平坦，土质变得疏松，有利于水分的涵养和植物根系的生长。

主干加速木质化，叶片较小而厚，颜色暗绿。可能原因是在种植初期，构树苗根系伸展能力较弱，在不经土地整理的情况下根际土壤环境差，根系吸收水分、养分困难，加上土壤保水、保肥能力差，植株生长减缓。

3.2 不同土质明显影响杂交构树的生长

通过对比大观园试验地的选矿场和尾矿种植杂交构树的实际效果可以看出，杂交构树拥有很强的适应能力，种植的成活率均可达到90%，尾矿上种植的成活率稍低，但也在90%以上；同时，树苗的长势也相对选矿场地块要慢一些，树苗分枝少，树叶发黄，新生叶长势缓慢。分析原因可能是由于尾矿沙地有机质含量极低，土壤保水性能差，水肥流失严重，导致植株脱水、脱肥，植株营养不良。选矿场、尾矿虽然是破碎生境，但由于存在一定的原有土壤成分，以及长期的自然水分、养分积累，土壤中养分含量明显高于尾矿粉堆的试验地。同时，由于尾矿粉堆的沙漠化特性，土壤含蓄水分的能力差，植株容易缺水干旱，不利于生长。因此，与选矿场的破碎生境相比，尾矿粉堆的沙漠化对植物生长影响更为明显。

3.3 水肥条件制约着杂交构树的生长状况

处理Ⅰ进行了日常的浇水施肥管理，水肥得到了满足。日常浇水管理满足了植株生长所必需的水分供应，直接促进了植株的生长；同时水分使土壤中物理结构得到改善，植株在生长过程中更容易伸展根系，有利于植株生长。种植杂交构树时，配合浇水施用磷酸二胺复合肥，补充了原土中的营养成分，在树苗成活后迅速供应树苗生长所需水分，促进了植株的发育，提高了植株的抗逆性和生长速度。处理Ⅱ长势优于处理Ⅲ是由于在干旱的北方山区，水分胁迫对植物生长的影响最大，而土壤肥力只有在水分供给正常的情况下才能更好地发挥出来。因此，虽然处理Ⅲ土壤进行了施肥，但植株长势并不如处理Ⅱ。

由于试验区内土壤有机质含量低，多干旱贫瘠，植物对养分的吸收困难，所以，在树苗成活后合理使用有机肥，可以在促进树苗生长的同时在很大程度上提高树苗的成活率。有机肥含有大量有机质，可促进土壤微生物繁殖，使土壤疏松、通气，易于排水、耕作，有机肥腐殖质中的主要成分腐殖酸，能促使种子发芽、根系生长和养分吸收并且能促进作物促进光合作用；因此，施用有机肥料，可以明显提高杂交构树的存活率和生长速度[6]。

3.4 杂交构树水土保持的作用明显

杂交构树的侧根极其发达，伸展范围很大，当年即可达到2 m以上（图6），可以固持大面积的根际土壤，根系交错形成良好的网络。在雨季可以很好地保持住水土，有利于土壤的结构保持和地形维护。对于破碎生境比如尾矿和宕口的生态修复有着很好的利用前景[10]。同时，大量的浅层根系对于表层土壤（30 cm）也具备固持作用[6]，这在北方地区对于防风固沙也有一定作用。

3.5 杂交构树可以降低尾矿生态修复工程成本

杂交构树耐干旱、耐贫瘠，适应性强。根系发达，枝叶繁茂，喜光，耐修剪砍伐，能净化空气[11]。与白蜡和本土树种在试验地上进行对比种植，在保证高成活率前提下，在生长速度和生物量上均优于白蜡和榆树。另外，经过近几年的调查试验，均未发现有明显的病害对杂交构树造成巨大影响。由于杂交构树具有以上特性，用作环境绿化和生态修复树种，可大幅度降低种植后期的绿化管理和维护成本，能较好地实现快速绿化的目的。同时，杂交构树作为先锋树种，可以改善当地的土壤环境，为日后其他植物的应用提供良好的基础[12]。

4 结 论

杂交构树在位于迁西县和迁安市的种植基地的种植试验表现出了非常好的适应性。通过对比试验，笔者总结出杂交构树在矿区绿化和尾矿生态修复中应用的栽培管理技术，建立了矿区生态园林绿化技术体系。配以适当的管护措施，杂交构树能够在广大的浅山地区、石（沙）漠化地区、采矿区和尾矿区实现原土种植，原土绿化，丰富矿区绿化的树种资源。以杂交构树为主建立的绿化和生态修复体系，可减少工程技术措施的应用，且需水量小、易于管护，极大地降低了尾矿生态修复和矿区绿化工程成本。随着国家经济结构的转型，经济与生态环境协调发展的要求愈发提升，建立生态友好型工业发展的新模式对于中国经济可持续发展具有重要意义。杂交构树作为一种既能应用于生态环境改造，又有高经济利用价值的树种，为经济发展和生态环境保护相协调提供了一条新思路。

参考文献：

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[11]张秋玉，李远发，梁芳.构树资源研究利用现状及其展望[J].广西农业科学，2009，40（2）：217-220.

矿区环境污染与修复 篇4

潘集矿位于淮南市潘集区境内, 属于典型的高潜水位类型矿区, 开采沉陷后, 地表沉陷区形成大面积积水, 造成严重内涝, 土地破坏程度大, 生态环境恶化, 严重制约了当地经济的可持续发展, 并带来一系列的社会和环境问题。近年来, 潘集区被定为淮南“亿吨煤”基地和“煤电一体化”基地建设的主战场, 采煤沉陷区将不断扩展, 矿区生态环境随着工业三废 (废水、废液、固废) 的产生, 破坏也日趋严重, 因此在矿业持续稳定发展带来经济效益的同时, 治理和改善矿区的生态环境尤其重要, 围绕潘集矿采煤沉陷地破坏和修复这一课题做研究, 采取必要的治理修复措施, 建立适合该矿区的修复模式, 走“环境治理”和“经济发展”相结合的道路, 这必将为“潘集生态环境修复科技示范区”建设奠定坚实基础。

2 采煤沉陷对生态环境的影响

2.1 煤炭资源开采概况

潘集矿区境内有五大煤矿, 其中属于大型矿井的有潘一、潘二、潘三3对, 潘北、朱集大型矿井已于2007年8月建成投产。潘一、潘三矿设计年产300万t, 通过技改, 现分别能达到年产原煤600、500万t;潘二矿经技改后到2008年年产原煤量将由原来的100多万吨达到280万t;设计年产400万t的潘北煤矿已建成投产, 该矿井地质储量6.4亿t, 设计可采储量2.87亿t;朱集矿设计生产能力400万t/a, 届时五大煤矿总设计年产3 400万t。

在潘集区内, 除了几大矿井的投产运行, 还将建设大型坑口电厂以及煤矸石电厂, 现在潘集电厂正在规划建设中, 田集电厂 (4×60万kW) 已建成运行, 同步安装烟气脱硫设施、高效静电除尘器、烟气连续监测装置, 选用电厂北面的潘一矿沉陷区作为综合利用灰渣的贮灰场, 潘集电厂投产后的粉煤灰将填充潘三矿东部沉陷区。显然, 伴随煤炭开采和坑口火力发电厂的建设, 将产生大量的废渣 (主要为粉煤灰和煤矸石) , 这些工业废物长期堆积, 不仅严重污染环境, 而且导致资源的浪费和破坏, 给人们的生产、生活及社会安定造成不良影响。

2.2 煤炭资源开采对土地的破坏

采煤沉陷严重破坏土地资源[1], 采空沉陷在破坏土地的同时也扰乱了原来的稳定的土壤结构, 水肥沿倾斜的地面和开裂渗透流失, 形成严重的跑水、跑肥、跑土的“三跑土”土壤肥力下降, 盐渍化严重[2]。在雨季, 地面存放的矸石山和粉煤灰由于受雨水冲刷或风吹, 大量矿物质粉尘、煤灰流入积水坑后又流到田间, 造成土地综合污染。潘集区的采煤沉陷区原来皆为耕地和村庄, 目前沉陷区总面积为2 746 hm2, 人均沉陷地0.051 hm2, 预计到2010年人均沉陷地将扩大到0.053 hm2。

2.3 煤炭资源开采对水体的危害

采煤沉陷对水环境影响主要表现在对地表水的破坏, 矿区水文地质条件受到严重改变, 进而影响区域地表水体, 减少了地表水资源, 改变了地表水与地下水的循环方式, 开采沉陷范围内的地表水溃入井下也会导致灾害性突水事故的发生, 同时矿井水的水质受到一定程度的影响。采煤时由于抽出地下水, 所含的有毒化合物被排放后, 严重污染水源地。沉陷区不断扩展, 致使矿区水生态环境不断恶化, 有些沉陷水域已出现富营养化。淮南煤矿区沉陷积水面积随着煤炭开采由1992年的6 709 hm2扩大到2003年的11 000 hm2左右, 扩大速率约为390 km2/a, 煤矿沉陷区水深一般3~10 m, 老的沉陷区可达20 m之深[3]。

3 采煤沉陷地的破坏趋势及修复情况

3.1 采煤沉陷区生态破坏发展趋势

沉陷不仅破坏土壤、水体, 对植被的危害也十分严重, 大量的植被和树木被毁;沉陷造成土地坑洼不平, 积水成坑, 土地条件严重恶化, 形成坑、坡、泡、湖, 土地荒芜化, 土壤结构和破坏也遭到破坏, 导致土地贫瘠化;动物群系受到干扰;地面矸石山、粉煤灰等矿山废弃物成堆不仅影响生态景观, 而且一旦受雨水淋溶、风吹则污染水体、农田和居住环境;湿地夏季污水散发难闻的气味, 雨季脏水四溢, 威胁民宅、农田和交通安全, 破坏植被, 改变生态, 干旱时, 矸石山受高温影响, 散发大量气体严重污染空气。

据有关预测, 随着老矿的续采和新矿建成投产, 2004~2007年间沉陷区面积每年将以100 hm2幅度增加, 2008~2015年间沉陷区面积每年将增加200 hm2[4]。预计到2010年沉陷地面积可达3 804 hm2, 其中相对稳沉坡地面积1 300 hm2, 常年积水面积1 500 hm2, 湿地面积1 004 hm2。到2015年全区沉陷区总面积将达到4 906 hm2, 占本区土地总面积8.3%, 占耕地面积13.76%, 届时矿区的生态环境、自然景观、土地利用结构以及农村社会经济条件都将发生巨大变化。

3.2 采煤沉陷区修复现状

潘集区境内现有6万多亩采煤沉陷地, 在已被利用的沉陷地中, 由于多种原因, 产值较少, 经济效益低, 其中低产田1 020 hm2, 低产水面820 hm2, 粮食每公顷年产仅3 690 kg。存在的主要问题有: (1) 虽然沉陷地已被不同程度利用, 但是耕作粗放, 投入减少, 管理水平低, 广种薄收。大部分沉陷地一年只种一季, 只种不管, 处于半抛荒状态, 同时由于沉陷地面倾斜不平, 水系被破坏, 种植业一般以旱粮为主, 极少种植水稻, 产量很低。 (2) 大量农村剩余劳动力逐年增加, 成为严重的社会问题。 (3) 随着沉陷地的不断扩展, 矿区的生态环境、自然景观将受到不同程度的破坏。

3.3 生态环境修复潜力评价

潘集采煤沉陷区基本上分为东、中、西三大片, 分布是潘一矿、潘二矿、潘三矿3个沉陷区。潘一矿沉陷区又分为秦庄、潘庄、杨集、转塘4个片;潘二矿沉陷区分为新庄、西湖、陶王村3片;潘三矿沉陷区分为集南、夏圩、张圩、荣庄和秦万村5个片。根据沉陷区的稳沉程度、土地条件、恢复难易和恢复前景, 对复垦潜力进行评估, 因地制宜分别采取高效农业、生态农业和常规农业等治理模式。对稳沉沉陷区, 由于地表不再变动, 以治理为主, 土地条件适宜的, 尽量复垦为耕地;对基本稳沉沉陷区, 以治理改造为主, 选择适宜方向, 开展综合治理;对未稳沉的沉陷区, 由于地下仍在采掘, 地表仍将下降, 主要以利用为主, 不搞永久建设。

4 潘集区采煤沉陷地生态修复总体规划

潘集区采煤沉陷地的生态修复是在当地人民政府的支持下, 联合高校申报的安徽省“十一五”科技攻关项目, 开展区内田集电厂储灰场 (采煤沉陷地) 原状粉煤灰生态化处置利用与沉陷地生态修复模式系统研究及示范, 建成采煤沉陷地生态修复科技示范点, 为实现“生态潘集”建设目标奠定基础。该项目研究范围包括两类工程, 即非充填和粉煤灰充填复垦采煤沉陷地生态环境修复, 整个项目成果将两类工程有机结合, 统一规划, 实施系统生态环境修复工程, 生态修复的总体规划如图1所示。

5 采煤沉陷地生态修复模式的建立

5.1 非充填采煤沉陷地生态修复模式

针对规划区沉陷地破坏的基本情况, 结合其社会经济发展状况, 在合理借鉴国内外先进复垦经验的基础上, 可采取的工程修复技术有:疏排法、挖深垫浅法、围堰分割法、平整土地法[5]。利用这些措施进行采煤沉陷区的非充填复垦, 建立生态修复模式。

(1) 建立生态农业综合养殖场。

该模式利用开采沉陷形成积水的有利条件, 通过挖深垫浅、疏导水系、完善农田灌溉水利系统, 把沉陷前单纯种植型农业, 复垦成种植、养殖和畜牧加工相结合的生态农业。具体工程措施将浅积水区再挖深, 形成沉陷塘做为精养鱼塘, 种植水生植物或其他水产养殖, 然后用淤泥造地种植农作物, 或栽植果树, 在沉陷边坡地种植果树和牧草, 周围还可以建立小型的禽畜养殖场, 这样可充分利用禽畜粪便肥塘养鱼, 塘泥肥田, 植物秸秆和牧草作饲料, 由此形成一个以食物链为纽带的综合养殖小基地。

(2) 发展水产养殖模式。

由于该区煤层较厚, 属于典型的多煤层开采, 因而形成的稳定的深层沉陷区深度较大, 范围较广, 水体深, 可改造发展水产养殖, 采用围网和拦网方式建立渔场, 若条件允许可以建立机械化网箱渔场, 要求分布在较大的水域中央, 成本较人工设网低。网箱利用太阳能作为能源, 定时投放饵料, 分层饲养, 一般可分5层, 不同鱼种搭配投放[6]。淮南谢三矿利用沉陷区水面养鱼, 每亩水面平均产鱼200~300 kg, 其经济效益较原来相应面积的农耕地要高得多。同时可考虑在周围配套发展简单的禽畜养殖、果树蔬菜种植及农副产品加工业, 按照生态学食物链原理进行合理的组合, 实现以水产养殖为主, 种、养、加综合经营的模式。

(3) 浅层沉陷区挖塘造地模式。

利用挖深垫浅法将造地和挖塘相结合, 这种方法是改造沉陷浅积水区、季节性沉陷积水区的最佳方法。浅积水区由于水浅不能养鱼, 雨季地涝不宜耕种;季节性积水沉陷地的土壤结构随着季节的变化而不同程度的发生变化, 湿雨季节变湿呈沼泽状, 干燥季节呈板结状[7]。鉴于这类沉陷特点, 通过挖深沉陷量大的区域获得土方, 填充抬高下沉量小的区域, 平整后用于农作物种植或栽植果树发展果品业, 而挖深部分则用于养鱼或进行其他水产养殖, 开发渔业、养殖业。

(4) 生态园林重建模式。

依照规划区沉陷地破坏的基本特征, 综合利用各类工程复垦措施, 将成片稳沉的采煤沉陷区进行挖深垫浅、场地平整, 在沉陷水域栽种各类观赏性植物, 平整的土地用来建造林带, 以高大的乔木为主体, 乔灌草合理配植, 在绿化带周围, 水塘周边布置园林椅, 建造亭台楼阁等娱乐休闲场所, 同时完成道路、水、电等基础设施配套建设, 按照生态景观学原理合理规划, 以发挥最大的生态效益和景观效益。

(5) 发展生态旅游业。

利用大水面、深水体、优水质的沉陷区发展旅游业, 这是一种新型的修复模式, 将传统的生产型复垦转变为服务型开发, 在沉陷水域兴建游乐设施, 岸边进行园林种植和亭阁建设, 发展旅游业, 同时在复垦的土地上开发具有旅游价值的农业资源、农产、田园风光, 将农业和旅游业相结合, 建立起以农业养旅游、以旅游促农业的互动机制, 打造一种新型的“农业+旅游业”性质的生态旅游模式。

5.2 充填采煤沉陷地生态修复模式

(1) 煤矸石充填沉陷区造地复田、营造基建用地模式

潘集矿区煤矸石较多, 已形成大小不等的矸石堆、矸石山, 不仅占用大量土地, 而且对周围大气和水体造成二次污染, 改造利用方式之一是将其充填塌陷区造地覆田, 先取出塌陷区的表土堆放于一边, 用矸石回填到一定高度, 压实后覆盖一层表土, 作为农林种植用地, 另外在塌陷凹地边缘处采用挖深垫浅办法, 使垫高部分土地恢复耕地, 挖深部分积水后, 发展水产养殖业。再者, 煤矸石回填复地后可供矿区或城镇生活及生产基建用地。如利用张集矿井环境特点, 以岳张集镇为中心建设的城镇规划区, 则是将塌陷边缘下沉量不大的地区, 采用煤矸石分层回填分层振压的方法, 进行宅基地的回填, 作为矿井和农村塌陷区搬迁的宅基地。矸石的利用规划如图2所示。

(2) 粉煤灰充填造林、覆土造田模式。

燃煤电厂排出的粉煤灰是电厂难以解决的固体废弃物, 建设筑灰场既压占土地, 又污染环境, 并耗费大量资金, 将粉煤灰通过管道或运输方式送往塌陷区造地复田或复土造林, 是一个极有成效的利用方式。经验表明, 在粉煤灰上覆盖一层30~40 cm厚的土层, 再植树造林效果良好, 可种植的树木如水杉、龙柏、杨树等。因此, 建议淮南采煤沉陷区应在粉煤灰填充后的区域重点发展林业生产, 以提高生态效益和经济效益。粉煤灰充填复垦系统示意图如图3所示。

5.3 动态沉陷区的可利用模式

潘集区的几个大型矿区开采时间不长, 属于典型的兴盛型矿区, 目前地下的煤炭开采正在进行, 因此形成一定规模的动态沉陷地, 如何提高这部分土地的生产潜力至关重要。这些区域开采沉陷的特点是地层尚不稳定, 地表形态在不断的变化中, 水域面积和水体深度变化较大[8], 深浅不一, 可考虑鱼、鸭混养短期粗放式经营, 在无积水或浅积水处进行土地平整建立可移动蔬菜大棚栽培复垦模式, 也可以因地制宜地重点发展水产、水禽和水生蔬菜, 在沉陷坡地进行季节性农作物种植, 但不适宜大量投资进行农田-鱼塘生态系统的综合整治与综合开发。

6 结语

近年来, 潘集区加大了矿区采煤沉陷地开发利用的力度, 多个项目申报成功, 预计全区实现土地开发复垦整理面积3 200 hm2, 新增耕地1 400 hm2。目前, 2003年的工程项目已实施完成, 沉陷区的农业生态环境及农业生产得到了较好的恢复与发展, 2004、2005年工程项目正在实施中, 本文是以建设“生态潘集”为宗旨, 针对2006年的复垦项目而进行的修复模式研究, 需要进一步提高科技投入, 将沉陷区生态农业、种植业、工业、旅游业等有机的结合起来, 实现经济、社会和生态效益的最大发挥, 为淮南其它矿区日后的修复提供科学依据。

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矿区环境污染与修复 篇5

关键词：矿区环境;常态化;环境监测

第一次全国矿区环境普査,获取了全覆盖、无缝隙、高精度的海量矿区环境数据,全面准确地摸清了我国矿区环境家底,为了解国情、把握国势、制定国策提供基础数据支撑和科学手段保障[1]。

1矿区环境监测的基本概念

矿区环境污染与修复 篇6

1 贾汪区煤矿废弃土地生态修复的意义

(1) 实现耕地总量动态平衡, 缓解人地矛盾。

人口多, 耕地资源相对不足是中国的基本国情。贾汪区煤田区内人口271 509人, 有5 940 hm2塌陷地, 而耕地面积只有8 400 hm2, 人均耕地仅307 m2, 粮食总产83 063 t, 人均粮食0.315 t, 尚未达到全国人均水平。耕地问题已成为解决人们吃饭问题的关键所在。因此, 加大塌陷地开发复垦力度, 使大量的废弃地再生, 恢复土地资源, 合理复垦塌陷土地, 已成为当前亟待解决的问题。

(2) 土地复垦是改善生态环境的必然选择。

煤炭资源的开采对环境的破坏严重, 特别是土地塌陷, 会造成路桥断裂、房屋倒塌、洼地积水、矸石山有害气体的扩散污染和植被遭到破坏等。而土地复垦治理则有利于改变这种状态, 实行土、水、林、路综合治理, 以区域为单位, 采取植物措施和工程措施相结合, 可使景观生态大为改观, 环境得到改善。

(3) 土地复垦开发有利于促进社会安定与团结。

矿产的开采活动带来对土地的破坏和环境的污染, 企业占地开采又涉及到征地、拆迁、安置赔偿等问题, 处理不好就会引起矛盾的加深和激化, 造成社会的不安定因素, 对企业来说也增加负担和生产成本。开展土地复垦, 企业可以利用机械设备的优势, 高效治理土地, 同时用治理后的复垦地与被破坏的土地置换, 尽量减少征用耕地和补偿的支出。增加了农民的耕地和生产生活用地, 增加了粮食生产, 开展综合利用增加收入, 减轻了国家负担, 缓解了人地矛盾, 促进了社会的安定团结。

2 生态复垦的实施方案

2.1 实施对象与范围

实施的对象为贾汪区青山泉镇、贾汪镇、大吴镇及老矿区内的青山泉矿、韩桥矿、权台矿和所有地方煤矿、小煤矿开采引起的地表沉降区域, 煤矸石等矿山废弃物堆积场所, 煤矿废弃工业广场等。复垦重建面积2 680 hm2, 占煤田面积的13.26%。其中塌陷地约2 625 hm2, 占重建面积的97.94%;矸石山5座, 面积39 hm2, 占重建面积的1.46%;废弃矿址占地16 hm2, 占重建面积的0.60%。

2.2 技术途径

对煤矿塌陷地复垦治理的主要技术途径是“一平二填和水冲沉淀”造田法。每年复垦利用采矿破坏土地约40 hm2, 占当年采煤破坏面积的30%以上。

(1) “平”, 就是平整被破坏的土地, 使之成为耕地。在塌陷地的稳沉地区内, 不积水处地表高低不平, 坡度一般在3°左右, 可以动用机械推高平低, 造田耕种, 这是一种推平法。另外, 对雨季积水而旱季无水的低洼地采取挖深垫高平整土地法, 使深挖洼地也可以积水养鱼。挖出的土垫高周围土地, 达到自然标高, 经适当平整后作为耕地或其他用地。

(2) “填”, 就是用煤矿固体废弃物和电厂粉煤灰充填造田, 恢复耕地。①煤矸石充填复垦地。一是利用矸石山因内热自燃后并风化的矸石作为充填材料, 上面复土可以作为农业用地使用, 进行耕种;二是利用未自燃过的煤矸石作为充填材料, 垫高洼地, 经过分层镇压和自然沉实, 使其具有较高的地基承载能力和稳定性, 用于建造居民区或搬迁建设用地。例如, 大吴镇段庄村利用矸石垫土33 hm2, 建筑了新村;蔡庄村垫高土地20多hm2用以搬迁, 腾出8.7 hm2 耕地进行耕种, 解决了矸石堆积占地和对环境的污染。②用电厂废弃物粉煤灰作为充填材料。这种充填法用于电厂附近的低洼地复垦。先用机械推掉表土层熟土, 然后充填粉煤灰复垦土地。实践证明, 该技术简单可行, 而且经济合理, 对电厂、农民都有利, 也减少了对环境的污染。目前青山泉镇姚庄村正在用此法对20 hm2 土地进行治理。

(3) “冲”, 就是将塌陷地低洼处的沙土用水冲成泥浆, 然后用泥浆泵抽到要平整的地域内, 沉淀后成为耕地。这种办法主要在煤田南部平原地区高潜水位区内。由于开采沉陷后, 洼地常年积水, 造成耕地绝产, 水塘周围坡地又形成季节性积水, 无法耕种。这部分沉陷地又多是沙质良土, 易于水冲成浆, 冲到异地也易于沉淀, 所以用此复垦技术效果良好。具体操作:先在需要治理地块的四周打起围堰, 然后在附近低洼积水处用泥浆泵将低洼处泥浆抽进围堰内, 即进行沉淀而成平整的耕地, 当年就可耕种利用, 种植豆类、玉米等作物, 见效快。例如:大吴镇段庄村距离煤矿很近, 塌陷地面积225 hm2, 大片塌陷地积水, 耕地条件遭到严重破坏, 20世纪90年代初开始实施土地复垦, 历时12 a, 总投资百万元, 复垦土地100 hm2, 鱼塘33 hm2。其中用水冲击沉淀法复垦土地67 hm2, 复垦当年就达到复垦前的收获水平, 增产粮食30万kg, 鱼10万kg, 鸭2万只, 种植食用仙人掌6.7 hm2, 效益可观。

3 对塌陷地生态修复的几点建议

(1) 认真落实科学发展观, 加强生态修复工作。

健全煤矿塌陷区生态修复的法规和标准体系, 组建生态修复的组织机构, 统一负责实施和协调生态修复工作, 并明确各个部门在生态修复工作中的职责和义务。

(2) 积极筹措资金, 推进采矿塌陷区生态修复工作的全面开展。

根据目前贾汪区采煤塌陷地复垦资金投入的实际情况, 结合投资结构的变化形势和市场经济发展的需求, 除了接受中央、省及地方各级政府拨付的资金外, 采取由政府牵头、社会各方参与、以市场机制运作的方式, 集中各方资金的投资, 推动采煤塌陷地复垦工作的进一步开展。

(3) 依靠科学技术, 推动生态修复工作。

以高新技术为主导, 大力增强科研力量。一方面, 充分掌握相关技术, 利用煤矸石发电、供热, 生产建材产品、复垦、造田, 综合利用矿井水, 发展循环经济;另一方面, 针对该区采煤塌陷区特点, 在水体、土壤、空气生物修复的基础上, 保护自然植被和动物资源, 模拟自然群落, 优选植物品种, 加快生态修复步伐。

(4) 运用市场经济手段, 建立煤矿塌陷区生态修复奖惩机制。

例如:可以充分利用和落实土地复垦治理的优惠政策, 凡是经本区批准立项的单位或个人, 享有土地使用权;复垦后用于种植粮、棉、油作物的, 林、果、桑及养殖业的, 不增加粮、棉、油征购任务;不限经营方式, 允许复垦塌陷土地, 搞集体经济、承包经营、招标经营、股份合作制经营或个体经营, 搞活经营机制。

4 结语

从近2 a贾汪区煤矿复垦实践来看, 在选择土地复垦模式时, 是多种措施并用, 但以生态农业复垦模式为主体。因为, 生态农业复垦不是单纯的一种模式单独应用, 而是以工程模式为前提、以土壤改良为辅助和补充形成的综合复垦模式。

贾汪区煤矿复垦实践证明, 对塌陷地进行复垦治理, 既能增加可用耕地, 改善农业生产条件, 又能改善生态环境, 提高群众生活质量, 缓解人地矛盾, 也为城镇的发展提供了土地资源, 使企业得到更大的发展空间, 实现政府、企业和农民间的关系和谐。

参考文献

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[2]赵爱文.加快贾汪区采煤塌陷地复垦综合治理[J].中国科技信息, 2005 (17B) :141.

[3]张吉瑞.谈采煤塌陷地的复垦——以徐州市贾汪区煤矿为例[J].资源.产业, 2005, 7 (2) :25~28.

[4]周兴东, 靳海亮, 李博.徐州市贾汪区煤矿土地复垦经验与规划[J].煤炭科学技术, 2002, 30 (7) :31~34.

[5]苗清.徐州市采煤塌陷地复垦投资机制探讨[J].能源技术与管理, 2008 (2) :73~74.

矿区环境污染与修复 篇7

该研究通过对已受矿区污水污染的小白河流域的土壤,包括河流底泥、污染土壤,并对该地生长的几种植物进行分析测定,了解土壤中的镉(Cd)、锌(Zn)等重金属污染情况,从而对受污染的土壤提出合理的生态治理修复措施。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

试验材料来源于云南省文山州马关县都龙镇小白河流域的三岔河。马关县位于云南省文山州南部,地处东经103°52′~104°39′、北纬22°42′~23°15′,属低纬度亚热带山地季风气候。年平均气温16.9℃,1月平均气温9.6℃,7月平均气温21.7℃,年均降水量1 345 mm,最大降水量1 776 mm,最小降水量1 027 mm。研究区马关县都龙矿区是锌、锡、砷和铁共生的多金属矿床,并伴生有铟、锗、镉、镓、钴、银等稀贵金属。

1.2 样品处理方法

1.2.1 土壤样品采集及处理。

试验确定3块采样地,第1块样地是小白河三岔河段河岸底泥,第2块样地是已废弃的尾矿坝,第3块样地是远离重金属污染的距小白河200 m的水稻田。采用“之”字形的布点方法,按0~20 cm的深度取样,每个样点取5个混合土样。四分法弃取,保留1 kg土壤样品,贴好标签,带回实验室进行处理,清除枯根败叶,在阴凉处风干,磨碎,过100目尼龙筛,封装待测。

1.2.2 植物样品的采集及处理。

每个样地分别采集5种常见的植物5~10株,把根、茎、叶、果实混合在一起。5种植物为紫茎泽兰(Eupatorium adenophorum Spreng)、木贼(Equisetum hyemale L sp pl)、多花抗子梢(Multiforons clovershrub)、野牡丹(Melastoma Affine D.Don)、光叶蕨(Knuiwatsukia cuspidata)。将采回植物鲜样洗净、切碎,放在阴凉处晾干。然后用瓷制研钵研碎,过20目尼龙筛,封装待测。

1.3 测定方法

1.3.1 植物样品的预处理。

将标有号码的瓷坩埚在高温电炉中灼烧15~30 min,移至炉门口稍冷却,放入干燥器内冷却至室温,称重。必要时再次灼烧、冷却、称重,至恒重为止。在坩埚中准确称取磨碎、烘干、混合的样品2~3 g(称准到0.01 g),放在电炉上缓缓加热炭化,烧至无烟时移放在已烧到暗红色的高温电炉门口处,片刻后再放进炉内深处,关闭炉门,加热至约450℃(暗红色),在此温度下烧至灰分近于白色为止,大约需要1 h(0.75~2.00 h)。将坩埚移放在炉门口稍冷却,最后放入干燥器内冷却至室温[3]。用1∶1 HCl溶解灰分,定容到50 m L容量瓶中,待测。

1.3.2 土壤样品消解。

准确称取过80目的风干底泥样品0.3~0.7 g(精确至0.000 1 g)于小烧杯中,加少许蒸馏水润湿,加王水15 m L。同时做试剂空白试验。在电热板上加热微沸(140~160℃),至有机物剧烈反应后,加高氯酸5 m L,继续加热至冒浓白烟,强火加热至样品呈灰白色,小心赶去高氯酸(若出现棕色烧结干块,则继续加入少许王水,加热至灰白色)。然后,取下样品,用1%硝酸15 m L加热溶解,以中速定量滤纸过滤于50 m L容量瓶中,用少量水冲洗残渣,定容待测。

1.3.3 仪器的调整和设定。

在原子吸收分光光度计(WFX-130A)上安装镉、锌2种空心阴极灯,并设定好每一种金属的测定条件。

1.3.4 标准曲线的绘制。

吸取混合标准溶液(Cd:10 mg/L;Zn:10 mg/L)0、0.05、1.00、3.00、5.00、10.00 m L分别放入6个100 m L容量瓶中,用0.2%硝酸稀释定容;然后,按测定步骤测量吸光度,用经校准的吸光度对相应的浓度作图,绘制标准曲线。

1.3.5 测定吸光度。

按标准曲线的绘制方法测定样液中的吸光度,并在标准曲线上查出样液中镉、锌的浓度,最后计算水样、底质中2种重金属的含量。

1.3.6 计算方法。

土壤或植物中重金属含量的计算方法为:

式中:C—从标准曲线或线性方程上查到的各样液的浓度(mg/L);V—样液的定容体积(m L);W—样品的干重(g);A—土壤或植物中镉、锌的含量。

2 结果与分析

2.1 土壤中Cd、Zn含量分析

将小白河流域各采样点河流底泥、尾矿土和水稻土中的Zn、Cd含量(表1)与我国二、三级环境土壤标准进行比较,分析重金属Zn、Cd的毒性对土壤造成的危害。由表1可知,河流底泥Cd含量为74.67 mg/kg,尾矿土Cd含量为77.84 mg/kg,水稻土Cd含量为11.19 mg/kg;分别是我国二级土壤环境标准的248.9倍、259.5倍和37.3倍。与我国三级土壤环境标准相比较,上述土壤Cd的含量分别是相应标准的74.67倍、77.84倍和11.19倍,说明Cd对该流域土壤污染严重。河流底泥Zn含量为1 737.60 mg/kg,尾矿土Zn含量为115.00 mg/kg,水稻土Zn含量为715.74 mg/kg。尾矿坝土Zn的含量为我国二级土壤环境标准的一半,而小白河流底泥和水稻土的Zn含量分别是我国土壤二级环境质量标准的6.95倍和2.86倍。说明Zn对该小白河流域河流底泥影响最大,河流底泥Zn污染对河水相互影响,使受河水灌溉的水稻土受到影响,其Zn含量比较高,但尾矿土壤没受到Zn的污染。综上所述,对小白河流域土壤污染最大的重金属是Cd,其次是Zn。

(mg/kg)

2.2 小白河流域植物Cd、Zn含量分析

(1)污染区植物重金属含量分析。在不同的生长区域各种植物中重金属的含量不同,通过对试验区5种植物重金属Cd、Zn含量分析,与无污染区作对照。由表2可知,受污染植物体内的重金属含量明显要高于对照,说明土壤环境中金属元素含量越高,植物体内的重金属含量也就高。对Cd的吸收最为显著的植物是多花抗子梢,污染区生长的多花抗子梢植物体内Cd含量是无污染区的1 314倍,该植物体内Cd含量高达13.14 mg/kg。其次为光叶蕨和紫茎泽兰,污染区生长的光叶蕨体内Cd含量是无污染区的1 033倍,污染区生长的紫茎泽兰体内Cd含量是无污染区生长的354倍。因此,植物对Cd的吸收能力依次为多花抗子梢>光叶蕨>紫茎泽兰。

(mg/kg)

对Zn的吸收最为显著的植物是紫茎泽兰,污染区生长的紫茎泽兰体内Zn含量是无污染区83.80倍,该植物体内Zn含量为33.100 mg/kg,其次为光叶蕨和多花抗子梢,污染区生长的光叶蕨体内Zn含量是无污染区的21.25倍,污染区生长的多花抗子梢体内Zn含量是无污染区的6.98倍。因此,植物对Zn的吸收能力依次为紫茎泽兰>光叶蕨>多花抗子梢。

(2)同一污染植物不同重金属的含量分析。由于同一种植物对不同的重金属敏感程度及其含量不同,重金属Zn、Cd对已污染的植物危害也不同。分别分析矿区紫茎泽兰、多花抗子梢、野牡丹和光叶蕨这4种植物的Zn、Cd含量,研究植物体内Zn、Cd富集程度及对其造成的危害。图1和表3表明紫茎泽兰体内重金属Zn的含量明显高于其他3种植物,它们有着相同的生态环境,但紫茎泽兰比其他植物更加适宜Zn污染的土壤环境;而紫茎泽兰对重金属元素Cd的吸收表现出弱势,光叶蕨次之,多花抗子梢吸收的Cd含量最高,在野牡丹中没有发现Cd存在。表明多花抗子梢比其他3种植物更加适宜Cd污染的土壤环境。光叶蕨体的重金属含量高于多花抗子梢,表明光叶蕨比多花抗子梢更加适宜重金属污染的土壤环境。

2.3 小白河流域土壤重金属的生态危害评价

(1)评价方法。瑞典学者Hakanson[4]提出的潜在生态危害指数法是评价重金属生态危害的常用方法。按照该方法,某区域土壤中第i种重金属潜在危害指数为:Eri=Tri(Csi/Cbi)。式中:Csi为土壤中重金属i的实测值;Cbi为重金属i的参照值(背景值);Csi/Cbi为富集系数;Tri为毒性响应系数(Cd为30,Zn为1)。土壤中多种重金属的生态危害指数为单种重金属危害指数之和:RI=∑Eri;参照值的选择无统一标准,该文选择工业化以前土壤重金属Cd、Zn的最高背景值作为参照值[5]分别为0.30、80.00 mg/kg。

毒性相应系数反映了重金属的毒性水平和生物及环境对重金属的敏感程度,一般该系数越大,对生物的毒性就越大。土壤中重金属生态危害程度的划分标准:Eri<40或RI<150为生态危害轻微;40≤Eri<80或150≤RI<300为生态危害中等;80≤Eri<160或300≤RI<600为生态危害强;160≤Eri<320或RI>600为生态危害很强。

(2)评价结果。利用Hakanson潜在生态危害指数法对小白河流土壤重金属生态危害评价,结果如表4所示。

可以看出,Cd的富集系数在37.30~259.47之间,Zn的富集系数在1.44~21.72之间。以单个重金属的潜在生态危害指数来评价重金属的生态危害,Cd在3个采样点的生态危害均为很强,Eri在1 119.00~7 784.10之间,均远远高于160,其在尾矿坝附近土壤潜在生态危害最强,河流底泥生态危害程度略低于尾矿土。尾矿土的RI值高达7 785.54,表明其潜在生态危害最强;河流底泥RI值为7 488.72,水稻土RI值为1 127.95,均远大于600,也属于生态危害很强。在全部监测面的RI值中,Cd的数值最大。如果不考虑Cd而只考虑Zn污染的权重,河流底泥、尾矿土、水稻土样点的RI值分别为21.72、1.44、8.95,均小于160,其潜在生态危害轻微。3个采样点潜在生态危害均属于很强,主要是因为3个采样点土壤中的Cd含量远远高于土壤二级环境质量标准,且的毒性响应系数又比较高因此对小白河流域土壤中的Cd污染治理要予以重视。

3 结论与建议

3.1 结论

(1)小白河流域重金属Cd的含量均远远高于我国土壤环境质量二级标准,说明小白河流域土壤已受到重金属Cd的严重污染;河流底泥和水稻土的Zn含量分别是我国土壤二级环境质量标准的6.95倍和2.86倍,表明Zn对该小白河流域河流底泥的影响最大。河流底泥和河水相互影响,相互污染,使受河水灌溉的水稻土受到一定影响,导致水稻土中Zn含量比较高,且受到了不同程度的污染,但尾矿土壤还没受到Zn的污染。表明小白河流域的河水已受到污染,不能用作灌溉水源。

(2)由于土壤长期受含Zn、Cd废水的影响,生长在其上面的植物受到严重污染。与对照相比,受污染的植物Cd含量超过354~1 314倍,受污染的植物Zn含量超过6.98~83.80倍。在所监测的植物中,Cd含量吸收最为显著的植物是多花抗子梢,其次是光叶蕨和紫茎泽兰,植物对Cd的吸收依次为多花抗子梢>光叶蕨>紫茎泽兰;植物对Zn的吸收最为显著的是紫茎泽兰,其次为光叶蕨和多花抗子梢,植物对Zn的吸收依次为紫茎泽兰>光叶蕨>多花抗子梢。

(3)在相同的生态环境中,紫茎泽兰更适宜锌污染的土壤环境,多花抗子梢更适宜Cd污染的土壤环境。光叶蕨体内的重金属Zn含量高于多花抗子梢,表明光叶蕨比多花抗子梢更加地适宜锌污染的土壤环境。

(4)利用Hakanson潜在生态危害指数法对小白河流域土壤重金属生态危害评价结果表明,各采样点的重金属污染潜在生态危害都很强,主要原因是Cd含量过高引起的。

(5)对小白河流域的Cd、Zn应予以足够重视,需要采取措施防止Cd、Zn由底泥进入水相,对沿河两岸排放含Cd、Zn的污水也要采取一定措施,减少含Cd、Zn废水的排放。

3.2 建议

根据环境保护部环发《关于加强土壤污染防治工作的意见》([2008]48号),为改善土壤环境质量,保障农产品质量安全,建设良好人居环境,促进社会主义新农村建设,必须尽快研究防控重金属污染的措施[6]。首先,贯彻依法预防的原则,建立健全和贯彻防治土壤污染的有关法律法规和标准。其次,充分利用土壤污染状况调查结果,加快产业结构调整,优化工农业发展规划和布局,发展清洁生产工艺,控制和消除重金属污染源。第三,提高土壤环境容量和土壤净化能力,建立土壤污染监测、预报与评价系统。第四,小白河流域的河水已受到污染,不能作为农业灌溉用水。加强小白河流域河道重金属污染治理,加大管理力度,严格控制矿区污水排放标准,严禁不达标的选矿废水排入河道。第五,对已受Zn、Cd污染的水稻田,不能继续种植水稻等对Cd吸收能力强的植物。要加强重金属污染治理,改茬换种Zn、Cd吸收较弱的作物。第六,采用乡土物种,植树种草,适当选用紫茎泽兰、光叶蕨和杨树等当地物种,保护土壤环境,对已污染的土壤采取治理措施,物理措施、化学措施和生物措施综合运用[7]。总之,矿山开发一定要科学、合法、有序、适度,并严格加强管理、监督,确保维护良好的生态环境。

摘要：对受Cd、Zn污染的小白河流域河流底泥、尾矿土、水稻土壤及植物进行采样分析,结果表明:底泥、尾矿土、水稻土已受到Cd的严重污染,底泥和水稻土Zn含量已超出二级土壤环境质量标准。利用Hakanson潜在生态危害指数法对小白河流域土壤重金属生态危害评价,表明各采样点的重金属污染潜在生态危害都很强,主要原因是Cd含量过高。生长在土壤污染区的植物Cd、Zn含量显著较高,即植物在土壤污染区受污染严重,应采取措施对污染区域进行综合防治。

关键词：镉污染,锌污染,Hakanson潜在生态危害指数法,都龙矿区

参考文献

[1]贝荣塔,马叶,孙丽菲.铜、锌污染河流与植物污染的研究[J].环境科学导刊,2009,28(5):37-38.

[2]郑国璋.农业土壤污染研究的理论与实践[M].北京:中国环境科学出版社,2007.

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[5]刘芳文,颜文,王文质,等.珠江口沉积物重金属污染及其潜在生态危害评价[J].海洋环境科学,2002,21(3):34-38.

[6]李尹胜,吴文晖,李佩耕,等.张家界市耕地土壤重金属污染状况分析及评价[J].中国环境监测,2009,25(3):107-111.

矿区环境污染与修复 篇8

中国一次能源的生产和消费严重依赖煤炭, 安徽两淮经济社会的发展利用与煤炭资源开发密不可分, 但生态环境问题同时也引发了一系列天然岩、水、土的环境地质问题。近年来, 两淮矿区采煤塌陷区综合治理取得了一定成就, 对治理及修复进行了积极探索和实践, 将为采煤塌陷区治理工程设计和实践提供宝贵经验。通过对现有煤矸石复垦区及周边废弃地的各环境要素分析与评价的基础上, 利用植物修复, 筛选和培育去除土壤中重金属污染物的植物品种, 并提出去除有机污染物、气态污染物、富营养化水体等污染修复技术, 将现有的塌陷地和废弃地转变为适宜耕种的农用地或生态用地, 具有重要的现实意义。

1 方法评价

1.1 沉积物地积累指数法评价

德国科学家Muller于1979年提出的地积累指数是一种研究环境沉积物及其它物质中重金属污染的定量指标, 计算公式如下:

式中:Igeo为沉积物地积累指数;Cn为元素n在沉积物中的含量 (实测值) ;Bn为沉积岩 (即普通页岩) 中地球化学背景值;1.5为一常数, 是由于考虑成岩作用可能会引起背景值的变动。

地积累指数共分为7级, 0~6级, 表示污染程度由无至极强。文章选择两淮土壤背景值进行评价, 其中:Cu、Cr、Mn、Zn、Ni、Pb、Cd、Hg和As的含量均值如下:26.42 mg/kg、66.10 mg/kg、412.32 mg/kg、82.31 mg/kg、24.56 mg/kg、31.47 mg/kg、0.05 mg/kg、0.039 mg/kg、16.22 mg/kg。

把复垦地土壤中重金属元素Cu、Cr、Mn、Zn、Ni、Pb、Cd、Hg和As的含量值代入到公式 (1) 中, 计算出各区的Igeo数值。不同复垦区土壤中重金属地积累指数及其污染分级如表1所示。

沉积物地积累指数分级标准与污染程度如表2所示。

根据地积累指数评价结果表明[1], 从宏观上分析得出重金属的污染程度 (从均值上分析) 为:Cd>Hg>Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>Mn>As。Cd的地积累指数偏高, 两个复垦区土壤剖面采样分析表明基本上为强污染, 是安徽省采煤沉陷复垦地土壤重金属污染最主要的诱发因子。

1.2 重金属污染潜在生态风险评价

评价土壤重金属污染的方法较多, 文章采用瑞典科学家Hankanson提出的潜在生态危害指数法。该法是根据重金属性质及环境行为特点, 从沉积学角度提出来的, 对土壤或沉积物中土壤重金属污染进行评价的方法。该法不仅考虑土壤重金属含量, 而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起, 采取具有可比性、等价属性指数分级法进行评价[2]。其计算公式为:

为了更好地反映研究区充填复垦地重金属的污染情况, 选择以两淮土壤背景值为参比值, 其中:Cu、Cr、Mn、Zn、Ni、Pb、Cd、Hg和As的含量分别为26.42 mg/kg、66.10 mg/kg、412.32 mg/kg、82.31 mg/kg、24.56 mg/kg、31.47 mg/kg、0.05 mg/kg、0.039 mg/kg、16.22 mg/kg。

依据潜在生态危害系数 可将沉积物中重金属污染状况划分为5个等级;依据潜在生态危害指数 (RI) 可将沉积物中重金属污染程度划分为4个等级。

将各复垦区土壤剖面中重金属的均值含量结合淮南土壤背景值代入公式 (2) 中, 求出安徽矿区复垦地土壤中各重金属的潜在生态危害系数和危害指数如表4所示。

土壤中不同金属元素的潜在生态危害系数以及不同复垦区潜在生态危害指数比较结果如图1所示。从土壤样总体分析结果可看出, 各个复垦区的生态危害程度大小依次是:淮北矿区复垦区大于淮南矿区复垦区。分析土壤剖面可以看出, 与煤矸石接触层的土壤潜在生态危害程度要大于表层土壤, 这是由于采用煤矸石充填复垦后, 煤矸石中的重金属元素在潜层地下水的浸泡作用下, 其中一些有害元素向覆土层有迁移作用。

从土壤重金属的含量来看, 元素Cu、Cr、Mn、Zn、Ni、Pb、Cd和Hg的含量都超过了安徽和中国土壤背景值;两个复垦区土壤中Cd的含量、Cr的含量、Zn的含量超过了国家土壤环境质量二级标准;从土壤重金属的空间分布特征来看, 底层土壤重金属的含量要大于表层土壤;整体来看, 两淮煤矿塌陷区和复垦区土壤受到了重金属元素的不同程度污染。

根据地积累指数评价结果表明, 从宏观上分析得出重金属的污染程度 (均值分析) 为:Cd>Hg>Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>Mn>As, 其中Cd是复垦区土壤重金属污染最主要的诱发因子。因此, 如何解决两淮复垦区土壤重金属污染的问题是当前安徽急需处理的问题。

2 结论

通过在对现有煤矸石复垦区及周边废弃地的各环境要素分析与评价的基础上, 利用植物修复技术对两淮塌陷区和废弃地的受污染土壤的修复, 不仅可以美化环境、改善矿区景观, 也可以改变人们对这些地区的传统落后的认识。通过植物修复和综合利用, 大力发展植树优势, 增加植物品种, 建设农田防护林, 增加了植被覆盖率, 有利于调节气候、减少雾霾的发生。同时减轻土壤侵蚀, 改善生态环境。因此, 利用植物修复技术修复两淮煤矿塌陷区及复垦区受污染土壤, 是一项实用性和有效性很强的生态修复治理工程, 它必将对两淮矿区的环境污染治理、生态恢复重建有着重大的现实意义和深远意义。

参考文献

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矿区环境污染与修复 篇9

随着生态环境监测信息化水平的不断提高, 遥感 (RS) 、地理信息系统 (GIS) 、全球定位系统 (GPS) 及“3S”集成的有机结合是监测矿区生态环境的重要技术手段。然而, 目前在矿区尺度上尚未建立起一套可行的遥感动态监测数据库系统。地理数据库 (Geodatabase) 是存储和管理地理数据的最高一级单元。它是数据集 (包括要素数据集、栅格数据集、数据集和定位数据) 、要素类、对象类、关系类以及其规则的集合[1]。通过关系数据库强大的数据管理能力, 地理数据库可对整个区域的空间和非空间数据进行统一管理, 并在地理数据库中建立空间索引, 以提高其工作效率。

ArcGIS Engine是美国ESRI公司在ArcGIS9系列产品中推出的新开发组件, ArcGIS Engine进行GIS应用开发时彻底脱离了ArcGIS桌面平台, 提高了开发效率和开发的方便程度, 从而为用户提供了一个低成本、特定的、轻量级的GIS应用选择[2]。

本文以肥城矿区为背景, 基于Personal Geodatabase模型构建空间数据库, 采用C#作为开发语言, 借助ArcGIS Engine提供的控件开发了矿区生态环境数据库系统。

2 数据库构建

本文的数据库构建分为数据预处理、数据库结构设计和数据入库三部分实现。

2.1 数据预处理

本文选用的数据有多源卫星遥感影像、地形图, 利用各种遥感技术提取的植被和塌陷区的专题数据, 实地监测数据及各种统计表格信息。为了使遥感影像具有高的空间定位精度, 地形图和遥感影像具有相同的投影坐标, 首先对1∶5万肥城矿区地形图进行配准;然后利用1∶5万肥城矿区地形图校正SPOT5全色波段数据, 再用SPOT5全色波段对TM、ETM+影像进行纠正, 利用二次多项式, 要求控制点均匀分布并不少于30个, 校正误差全部控制在0.5个象元内;最后将遥感影像和地形图裁切成相同的尺寸大小。

2.2 数据库结构设计

数据库设计是指对于一个给定的应用环境构造最优的数据库模式, 建立数据库及其应用环境, 使之能有效地存储数据, 满足各种用户的应用需求 (信息要求和处理要求) 。本文选用数据的总大小不足1G, 故采用Personal Geodatabase数据模型来建立地理空间数据库。Personal Geodatabase基于Microsoft Access一体化存储空间数据和属性数据, 是一种采用标准关系数据库技术来表现地理信息的数据模型, 支持在标准的数据库管理系统 (DBMS) 表中存储和管理地理信息, 使用Microsoft Jet Engine数据文件结构, 将地理信息数据存储在小型数据库中, 用微软的Access数据库来存储属性表。

为实现矿区生态环境的动态监测, 根据不同数据特点, 将数据库分为4部分管理:基础地理数据库、专题数据库、实地监测数据库和表格数据库。数据库结构见图1。

基础地理数据库存储遥感影像图及地形图。基础地理数据包括1987年TM数据, 2000—2003年ETM+数据, 2006年矿区地形图, 2007年SPOT5影像数据。基础地理数据结构见表1。

专题数据库存储根据遥感影像提取的水体、植被专题图。专题数据有2000年水体指数;2000年、2007年塌陷区范围;1987—2000年、2000—2007年塌陷区范围变化结果图;2000年、2007年归一化植被指数;2000年、2003年缨帽变换结果图。专题数据结构见表2。

实地监测数据库存储水体、土壤、噪声的监测数据。水体的主要监测因子有氨氮、硫化物、COD、铁锰、悬浮物、总硬度等;土壤监测使用TSCⅡ型智能化土壤水分快速测试仪——土壤水分测量传感器, 分别测得各采样点6cm、10cm、20cm处的土壤湿度;电厂是矿区噪声的主要污染源, 监测噪声污染则主要是监测电厂对周围环境的噪声影响。水体采样点数据结构见表3。

表格数据库中存储各种统计信息, 主要有2009年矿区林地、耕地、建筑用地、塌陷区等覆盖面积以及矸石山占地面积。矸石山占地面积统计表结构见表4。

2.3 数据入库

肥城矿区生态环境遥感动态监测数据库涉及的数据又可分为空间数据库和属性数据库, 其入库过程为:①空间数据入库。在Personal Geodatabase中, 空间数据分为栅格数据和空间要素数据。基础地理数据库和专题数据库中的数据作为栅格目录表 (Raster Catalog) 来存储, 先创建成一个空的容器, 然后用ArcToolbox中的数据管理工具向其中加载数据;实地监测数据库中的数据作为要素类 (Feature class) 或要素集 (Feature dataset) 来存储, 在ArcCatalog中增加属性字段、删除属性字段。②属性数据入库。ArcGIS的空间数据都有相应的属性表, 属性表的每一行或每一个记录代表一个地理要素, 如某一采样点、电厂、矸石山等, 而属性表的每一列或每一个字段代表一个专题属性, 可能是采样点COD含量、采样时间以及电厂噪声值等。在ArcMap环境中, 对要素类或要素集的属性表进行多种编辑操作, 如添加记录、输入数值、删除记录、删除数值和复制数值等。此外, 需要注意的是属性表的大部分编辑操作前提是将属性表置于可编辑状态, 这就需要借助Editor工具栏来完成。

3 生态环境数据库系统设计与实现

该矿区生态环境动态监测数据库系统是以遥感技术和地理信息系统为指导, 结合生态环境监测[3]与分析手段技术, 提取各项生态环境指标信息, 借助ArcGIS Engine 9.2提供的地图控件, 采用Microsoft Visual Studio 2005中的C#语言[4,5,6]开发的空间数据库系统。其过程为:①安全保密。该系统可以保护数据以防止不合法的使用造成数据的泄密和破坏, 用户只有通过正确的用户名和密码登录后, 方可对系统中数据进行使用和操作。②存储、管理数据。该系统分文件管理、基础地理数据库、专题数据库、实地监测数据库、表格数据库五大模块。主窗体主要针对“文件”数据进行操作, 用图层管理打开的数据, 可以添加或删除图层, 对打开的数据进行放大、缩小、漫游等基本功能。此外, 还设有鹰眼功能、不同数据的对比显示等功能。③对比显示。该功能是针对当前打开的任意两幅影像开发实现的、可以让系统自行滑动滑竿以观察不同时相的两幅影像之间的信息差异, 也可用鼠标拖动滑竿对比观察感兴趣区域的不同时相或不同专题信息。④动态监测。在遥感影像上选取采样点, 用GPS进行实地定位。实地采集水样并测定悬浮物、COD、氨氮、铁锰、硫化物等生态因子含量, 使用土壤湿度计分别量测采样点6cm、10cm、20cm的土壤湿度, 并根据实际监测值, 结合遥感影像分析生态环境状况。⑤查询功能。该功能主要是针对实地监测数据库开发实现的, 使用SQL语句输入查询条件, 便可快速检索出符合条件的监测点, 并将其高亮居中显示在当前地图窗口, 属性信息显示在下方的属性窗口中。⑥数据融合。多光谱遥感数据的不同波段组合能够突出不同的地物信息, 该功能则是根据遥感数据的这一特点设计的, 可以直接选择不同波段进行影像RGB组合。⑦地图输出。系统可根据用户需求, 将感兴趣区域的图像数据以tiff、bmp、jpg等格式打印、输出。⑧数据更新。可以及时更新系统数据库中遥感影像数据、专题数据以及实地监测数据, 实时监测土地利用、植被覆盖、塌陷区范围、矿区污染源及污染因子等生态环境状况。

4 结论

本文基于ArcGIS Engine的二次开发, 结合肥城矿区生态环境, 设计并实现了生态环境数据库系统。通过以上研究, 总结得到以下几点结论:①该系统为决策部门提供了数据更新维护、安全保密、查询信息、空间分析等日常管理工作的平台;②该系统可以实现一些常用的GIS功能, 满足环境监测部门需要, 并能脱离其它软件而独立运行;③该系统以肥城矿区为例, 展示了系统在矿区生态环境遥感动态监测中的应用具有一般适用性, 可推广到其他地区。

由于时间和经费原因, 缺乏高精度的DEM数据, 未能利用丰富的地面高程信息, 这在将来获得高精度的DEM数据后可以很好地解决这个问题。

参考文献

[1]穆荣, 张永福, 路星.基于ArcGIS Geodatabase基础空间数据库设计[J].测绘与空间地理信息, 2007, 30 (3) ∶112-115.

[2]ESRI中国 (北京) 有限公司在线支持中心[EB/OL].http://support.es-richina-bj.cn/esrilink/index.php.

[3]方芳, 李华明.“3S”技术在环境监测中的应用[J].消费导刊, 2008, (17) ∶194-195.

[4]Booch Grady.Object-oriented Analysis and Design with Applications (3rdEdition) [M].Addison-wesley Professional, 2007∶36-42.

[5]Grady Booch, James Rum Baugh, Ivar Jacobson.Unified Modeling LanguageUser Guide (2nd Edition) [M].Addison-Wesley Professional, 2005∶132-138.

矿区环境污染与修复 篇10

首先,被污染土壤中有毒元素会随着水流而深入到地下水中,对附近居民的饮用水源造成污染,严重影响居民身体健康。其次,如果不对土壤中各化学污染物进行及时的清除,这些有毒元素就会长期吸附在土壤中,对土壤的质量造成影响,使该区域内的植被无法生存,严重的甚至有可能出现寸草不生的情况。

2 土壤环境污染的化学修复技术研究

2.1 化学淋洗修复技术

化学淋洗修复技术在土壤环境化学污染修复过程中,可以分为原位修复和异位修复两种。

原位修复技术是通过化学淋洗液对土壤进行淋洗,使土壤中的污染物结构在淋洗液化学作用的情况下,产生解吸、溶解等情况,从而达到修复污染土壤的目的。这种修复技术主要是用于地下水位线以上或者是饱和区的吸附态污染物的清理。在使用原位修复技术进行修复时,要注意土壤、沉积物以及污泥等介质的渗透性,如果渗透性能不好,淋洗液无法渗透到土壤内部与污染物产生化学反应,也就无法达到分解污染物、修复土壤的目的。

异位修复技术在修复方法上与原位修复技术有一定的不同,虽然也是使用淋洗技术对土壤中的污染物进行分解,但是异位修复技术需要将土壤挖出,然后在使用淋洗液对受到化学污染的土壤进行淋洗,再将淋洗洁净的土壤运送回原处进行填埋。

与原位修复技术相比,异位修复技术在使用的时候,可以不受土壤条件的影响,将土壤挖出后再进行淋洗。但是由于挖掘土壤所消耗的人力、物理巨大,会导致修复工作的耗时耗力,增加修复工作的成本。从经济实惠的角度上看,还是原位修复技术更好一些。在具体的修复工作中,要根据被污染的土壤的具体情况来合理的选择所要使用的修复技术,尽量节省土壤修复所消耗的时间与资金。

2.2 溶剂修复技术

溶剂修复技术是利用一种特殊的溶剂,将土壤中的有害物质与土壤分离开来,然后再将将土壤中的有害物质提取出来,从而达到修复被污染的土壤。这种修复方法适用于多氯联苯、多环芳烃等被有机污染物污染的土壤。在具体的造作中也可以分为原位修复和异位修复两种,采取的方法与上述原、异位修复法相同,在这里就不做过多的介绍了。

2.3 化学氧化修复技术

化学氧化修复技术主要是通过将化学氧化剂掺入土壤中,让化学氧化剂与土壤中的污染物进行氧化反应,从而达到将氧化物分解或者是将其毒性降低的目的。有些污染物本身在遇到氧气后,就会氧化分解,化学氧化剂只是加快其的分解速度而已,而有的污染物无法通过氧化来进行分解,及时掺入氧化剂也是无济于事。针对无法氧化分解的污染物,我们可以使用化学还原剂来进行修复,对被污染的土地进行修复治理。无论是化学氧化修复技术还是化学还原修复技术,由于其自身的局限性,大多数情况下只能使用原位修复的方法进行修复。

2.4 化学脱氯修复技术

化学脱氯修复技术,是通过使用化学反应物或者是还原剂,将土壤中的污染物中的氯分子或者氯原子除去的方法来实现土壤净化的。这种方法主要适用于含有卤烃类、多氯联苯和有机氯农药污染的土壤。由于污染物中的氯元素被去除殆尽,污染物就会变为低毒或者无毒的化合物了。

2.5 化学修复的新技术

目前的化学修复技术,主要就分为这四大类。然而,在实际的修复过程中,这四类方法在使用的过程中,都存在着一定的局限性,而且需要较大的经济投入,导致污染土壤修复技术无法被广泛的运用。近年来,科学技术不断的在发展,许多新的土壤修复技术在不断的学习与实践中诞生了。这些新技术有的是对传统修复的技术的改进,有的是针对特殊污染土壤采取的特殊技术进行修复。例如:使用电化学修复法对菲污染土壤的修复,使用电动力学修复技术对铅污染的土壤进行修复,使用悬浮液清洗技术来对淋洗法中存在的遗留问题进行解决,强化淋洗技术。

除了上述这几种污染土壤修复技术以外,还有一种颇具前景的污染土壤修复技术,其出现不久,就得到了各方的普遍关注。这种化学修复技术叫做机械化学修复技术,是通过使用原脱卤和球磨机中的机械脱卤相结合的方法,将污染土壤的球磨研磨,在存在钠、镁、铝、菲等金属元素或者土壤介质中存在氢来源的条件下,使得卤化物被还原。这种方法主要适用于被三氯乙烯、四氯乙烯、多氯联苯、六氯环已烷等有毒物质污染的土壤,使用这种方法进行污染土壤修复的过程,如下图所示:

在这个过程中,有毒物质被分解成了低毒或者是无毒的有机物,达到了净化污染土壤的目的。

3 结语

综上所述,对于土壤环境污染的修复工作,不能一味的采取传统的修复方法来进行修复,随着经济的不断发展,工业科技水平的不断提高,土壤受到污染的程度也会发生变化,在这期间,也许也会产生新的化学污染物,我们只有在土壤污染的修复工作中,不断的分析与实践,要敢于探索不断创新。只有这样,才能在污染土壤化学修复技术的方面,不断取得突破。

参考文献

[1]廖健.土壤重金属污染及其化学修复技术的研究进展[J].中国石油和化工标准与质量.2013(24)