貴州鬃嶺煤礦區水環境污染特征及成因分析

林德洪,劉漢武,史緒山

(1.貴州省地質礦產勘查開發局114地質隊，貴州 遵義 563000，2.貴州省地礦局第二工程勘察院，貴州 遵義 563000，3.中國地質大學(武漢)環境學院,湖北 武漢 430078)

貴州省是我國南方煤炭資源的主產區之一，煤礦開采引起的環境污染問題不容忽視。貴州織(金)納(雍)煤田區，煤炭資源豐富，自20世紀五六十年代開采至今，其中在鬃嶺煤礦區形成了15 km采空區，還有160余處無記錄的小煤窯及老窯，礦坑水污染問題嚴重。加之，礦區生產生活污水的排放，致使礦區內水環境遭受了嚴重的污染，嚴重威脅了周邊生態環境，制約了當地的可持續發展。

長期的煤礦開采誘發了一系列的水文及生態環境問題，包括礦井水的抽排、選礦廢水的處理、礦區生活污水的不合理排放等，國內諸多學者對其開展了相關研究。如吳耀國等利用土柱試驗研究了煤礦礦井水污染的地表水灌溉入滲過程中的水-巖作用；覃政教等通過對西南巖溶石山區部分礦產開采點引發的水環境污染問題進行考察，認為水環境問題是制約西南巖溶地區可持續發展的重大環境地質問題之一。

與北方煤礦區不同，貴州煤礦區內巖溶發育、水循環速度快，受管道、天窗、構造的影響，地下水與地表水轉換頻繁，小流域特征明顯，容易形成多污染源、差異化分區、面線關聯的復雜污染特征，當前的研究主要集中在礦床成因、區域地質構造背景，對于流域水污染來源和特征的研究還較少。因此，開展貴州煤礦區水環境污染特征的研究對流域單元生態系統修復具有重要的意義。為此，本文以貴州織納煤田的鬃嶺煤礦區為研究區，在礦區河流小流域劃分的基礎上，對流域水環境污染開展了詳細調查，分析了礦區水環境污染特征，并結合礦區內沉積物特征和用地類型分析了礦區水污染成因。

1 研究區水文地質條件與樣品采集

1.1 礦區水文地質條件

貴州鬃嶺煤礦地處羌塘-揚子-華南板塊揚子陸塊上揚子地塊黔北隆起區的織金穹盆構造變形區，斷層和褶皺發育，斷層走向為NE—SW，以走滑斷層及正斷層為主，褶皺軸向為NE—SW及NW—SE，以寬緩型褶皺為主。

研究區含水巖組分為碳酸鹽巖巖溶含水巖組、非碳酸鹽巖夾碳酸鹽巖巖溶含水巖組、基巖裂隙含水巖組三大類。其中，碳酸鹽巖巖溶含水巖組主要地層巖性以灰巖、白云巖、生物碎屑灰巖為主，地下水類型為碳酸鹽巖巖溶水；非碳酸鹽巖夾碳酸鹽巖巖溶含水巖組地層巖性以粉砂巖、黏土質粉砂巖夾灰巖為主，地下水類型為非碳酸鹽巖夾碳酸鹽巖巖溶水；基巖裂隙含水巖組地層巖性以粉砂質黏土巖、細砂巖、石英砂巖、玄武巖為主，地下水類型為基巖裂隙水。研究區地下水主要接受大氣降水和地表水補給，裂隙、溶隙和落水洞是主要入滲通道，且地下水受斷層、褶皺等構造控制，巖溶管道以SN、EW向為主，在北高南低、東高西低地勢的影響下，地下水主要徑流方向為SN、EW向，在溝谷中地勢低洼處可見地下水出露露頭的地下河出口和巖溶大泉，也可見點多量小的泉點。研究區煤礦開采層位為二疊系樂平統龍潭組，含水巖組為基巖裂隙含水巖組，含水介質以孔隙、裂隙為主，地下水類型為基巖裂隙水，大氣降雨或地表水通過節理裂隙、采空區裂縫滲入地下并聚集于采煤巷道中，通過老(小)煤窯井口排出地表形成礦坑排水。

研究區屬長江水系烏江流域，以地形地貌為基礎按照地面徑流分水線所包圍的集水區(地表河流補給區范圍)劃分小流域，區內一共可劃分7個河流小流域，見圖1。

1.2 樣品采集與測試

考慮流域內居住區、工礦用地的分布情況，如圖1所示小河流域的上游和下游，以及主河道和支流河道的交叉點分別設置取樣斷面，分兩個時間段(2019、2020年)開展了水樣、河流底泥(即河流沉積物)采樣，共采集樣品84件，其中地表水樣品50件，地下水樣品18件，底泥樣品16件。在現場測定每個取樣點的GPS位置和樣品的pH值。

圖1 研究區河流小流域和取樣點分布圖Fig.1 Distribution of small river basins and location of the sampling points in the study area

用于陰陽離子分析的水樣分別用預先清洗的2.5 L、250 mL的聚乙烯采樣瓶收集，避免取樣瓶中留有氣泡。其中，用于測試陽離子的水樣需添加適量優級純濃HNO，以便使pH值<2。河流底泥樣品裝入密封袋中帶回試驗室，待樣品干燥后，用20目尼龍篩過篩，剔除大塊物質，將過篩的土壤收集于密封袋中，用于測試分析。

采集的樣品送貴州黔北建筑實驗測試有限公司檢測。其中，水樣中陰離子采用離子色譜儀(Dionex ICS-1100)測定，水樣中陽離子采用原子吸收分光光度計(PinAAcle900Z和GGX-9)測定，水樣中COD等借助紫外可分光光度計(TU-1900)采用比色法測定；土樣經過消解后轉化為水樣采用相應方法測定各組分含量，然后轉化為土樣中相應組分的含量。

2 結果與分析

2.1 研究區地表水和地下水水污染特征與水質評價

圖2 研究區水樣水化學特征的Piper三線圖Fig.2 Piper diagram of hydrochemical characteristics of water samples in the study area

表1 研究區水樣水化學參數的統計特征值Table 1 Statistical characteristics of hydrochemical parameters of water samples in the study area

將人類活動強度微弱的研究區河段作為背景區，即以香車河小流域未污染的溪溝斷面地表水樣SY20作為天然背景值，其斷面水體中化學需氧量(COD)含量為10 mg/L、高錳酸鹽指數(COD)含量為2.77 mg/L、總氮(TN)含量為0.48 mg/L、硝態氮(NO-N)含量為0.16 mg/L、總磷(TP)含量為0.02 mg/L。

根據研究區測試樣品各組分的比較(見表1和圖3)，并采用單指標評價和綜合評價相結合的方法對研究區水樣水質進行綜合評價，結果顯示：香車河小流域COD在9.00～14.00 mg/L之間，符合地表水質標準中Ⅰ類水域標準限值(<15 mg/L)；苦李河小流域COD在11.00～18.00 mg/L之間，1條溪溝符合地表水質標準Ⅲ類水域標準限值(<20 mg/L)，其余溪溝符合地表水質標準Ⅰ、Ⅱ類水域標準限值；河壩河小流域COD在8.00～110.00 mg/L之間，1條溪溝存在強還原性物質污染，3條溪溝符合地表水質標準Ⅲ類水域標準限值，其余溪溝符合地表水質標準Ⅰ類水域標準限值；后河小流域COD在9.00～13.00 mg/L之間，均小于 15.00 mg/L，符合地表水質標準Ⅰ、Ⅱ類水域標準限值。

圖3 研究區各小流域水體中污染物含量箱型圖Fig.3 Pollutant content in each small river basins in the study area

COD是地表水受有機物和還原性無機物污染程度的綜合評價指標，研究區所有小流域水樣的COD在0.15～21.27 mg/L之間，僅有兩個水樣的COD大于4.00 mg/L，說明研究區地表水中有機物和還原性無機物較少。

TN含量表示了水體中營養物質含量。研究區地表水中TN含量在0.13～39.31 mg/L之間，其中后河小流域大部分采樣點水體中TN含量大于2.00 mg/L，水體富營養化嚴重，其他小流域水體中TN含量均小于2.00 mg/L，符合地表水質標準Ⅴ類水質標準限值要求；研究區地表水中NO-N含量在0.08～11.57 mg/L之間，僅一個采樣點水體中NO-N含量大于地表水標準限值10.00 mg/L；研究區地表水中NH-N含量介于0.013～4.94 mg/L之間，部分溪溝水體中NH-N含量嚴重超過地表水標準限值，對水體生物有危害；研究區地表水中TP含量介于0.005～0.39 mg/L之間，大部分溪溝水體能達到Ⅲ類水標準限值，但小部分溪溝水體存在較為嚴重的污染現象。

通過對研究區地表水和地下水水質進行綜合評價，其結果見表2。

由表2可知，研究區地表水和地下水總體上水環境現狀較好，但小流域內溪溝存在水質污染。

表2 研究區地表水和地下水水質評價統計表Table 2 Surface water and groundwater quality evaluation form of the study area

2.2 研究區河流沉積物污染特征與評價

以香車河小流域未污染的溪溝斷面底泥樣WN11作為天然背景值，該底泥樣品的pH值為7.83,底泥樣品中重金屬As含量為1.62 mg/kg、Cd含量為0.76 mg/kg、Cr含量為19.6 mg/kg、Cu含量為22.1 mg/kg、Pb含量為14.5 mg/kg、Ni含量為17.6 mg/kg、Zn含量為155 mg/kg、Hg含量為0.096 mg/kg、Mn含量為4 252 mg/kg、Fe含量為21 336 mg/kg。

研究區河流(溪溝)底泥中重金屬含量測試統計結果，見表3和圖4。

由表3和圖4可見，研究區河流底泥樣品的pH值為7.33～8.14，呈堿性；河流底泥中重金屬As含量范圍為1.55～27.90 mg/kg，平均值為7.27 mg/kg，Cd含量范圍為0.48～1.61 mg/kg，平均值為1.05 mg/kg，Cr含量范圍為17.8～67.2 mg/kg，平均值為48.6 mg/kg，Cu含量范圍為22.1～52.6 mg/kg，平均值為32.11 mg/kg，Pb含量范圍為12.0～38.4 mg/kg，平均值為23.19 mg/kg，Ni含量范圍為11.8～34.2 mg/kg，平均值為24.83 mg/kg，Zn含量范圍為101～272 mg/kg，平均值為190 mg/kg，Hg含量范圍為0.075～0.186 mg/kg，平均值為0.011 4 mg/kg;依據《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)以下簡稱沉積物標準，以上重金屬含量均低于Ⅰ類沉積物標準限值，評價為河流Ⅰ類沉積物；而河流底泥中Mn含量范圍為525～7 236 mg/kg，平均值為2 365.25 mg/kg，Fe含量范圍為21 336～143 552 mg/kg，平均值為55 516.94 mg/kg，均遠高于Ⅰ類沉積物標準限值[Mn和Fe污染評價依據《煤炭工業污染物排放標準》(GB 20426—2006)]。

表3 研究區河流(溪溝)底泥中重金屬含量測試統計表Table 3 Heavy metal content in sediment of streams in the study area

圖4 研究區河流底泥中重金屬含量箱型圖Fig.4 Heavy metal content in sediment of the rivers in the study area

2.3 地表水、地下水和河流沉積物污染指標的來源分析

通過對研究區地表水和地下水水化學成分各指標之間進行相關性分析，其結果見表4。

化學需氧量是以化學方法測量水樣中需要被氧化的還原性物質的量，一般用COD來反映被氧化的有機物污染。由表4可知，研究區地表水和地下水中COD與pH值、TN、TP之間具有顯著的正相關關系(

p

<0.05)，說明地表水受到復合污染的可能性較大。通過對研究區地表水和地下水污染指標進行主成分分析(見表5)，獲得2個主成分(Principal Component，PC)因子。主因子

P

的方差貢獻率為 66.46%，其中pH值、COD、TP和TN和Fe具有較大的載荷，說明研究區有大量的氮直接排入環境導致COD增加，而TP和TN的富集，使得區域水體的相關參數變大，綜合導致研究區水質下降，與調查發現的有較多養殖糞便、生活垃圾直接排入支溝現象吻合，此外Fe元素的超標與區域煤礦的生產活動和研究區本底含量較高密不可分，故綜合分析認為

P

來自于人為活動(包括生產、生活垃圾和采礦廢水)和少量自然因素共同作用；主因子

P

的方差貢獻率為 27.74%，主要為NH-N和Mn，說明

P

也來自于人為活動，包括生活污水的排放和礦業活動。

表4 研究區地表水和地下水水化學成分指標間的相關系數矩陣Table 4 Correlation matrices of surface water and groundwater hydrochemical components in the study area

表5 研究區地表水和地下水水化學成分主成分分析結果Table 5 Results of the principal component analysis of surface water and groundwater hydrochemical components in the study area

地下水中的鐵和錳超標主要存在鐵超標或鐵、錳同時超標兩種情況。地下水中Fe含量與沉積環境、含水層巖性、地下水徑流條件等密切相關。由圖4中河流小流域典型斷面水體中鐵錳含量變化看，Fe、Mn污染主要來自于礦業排污，區內采煤、洗煤等工業發達，礦業廢水直排入溪溝，造成了水體中Fe、Mn嚴重超標。研究區內巖層內鐵、錳多伴生，地下水在運移過程中也會溶濾一部分巖石中的組分，巖石風化天然來源也有一定的貢獻。

2.4 流域污染物來源分析

本文采用“溯源法”分析了流域污染物來源，即根據研究區界限小流域主河流或溪溝斷面污染情況向上游追溯查找污染源。通過調查統計，研究區潛在污染源涉及農村面源污染源(生活污水、生活垃圾、農戶燃煤散堆)、工業礦業污水源、老(小)窯礦坑排水污染源、煤矸石堆場污染源(見表6)，其中以河壩河小流域的污染源分布數量最多，其污染源分布見圖5和圖6。

圖5 河壩河小流域污染物來源溯源法調查示意圖Fig.5 Diagram of pollutant source identification method of Heba River small basin

圖6 河壩河小流域吊水溝煤礦段橫斷面污染成因分析示意圖Fig.6 Schematic diagram of the cross-section pollution in the section of Diaoshuigou Coal Mine in Heba River small basin

表6 研究區河流小流域水環境污染源調查統計表Table 6 Investigation form of water environment pollution in small river basins of the study area

根據野外調查和室內影像綜合分析，研究區內存在農村面源污染源355處，污染面積為1 087.07 hm，面源內有村民36 364人；根據《生活垃圾生產量計算及預測方法》(CJ/T 106—2016)，按照農村人均垃圾產生量0.4 kg/(人·d)計算，得到農村面源區產生垃圾量為14.55 t/d；根據《城市排水工程規劃規范》(GB 50318—2017)、《貴州省行業用水定額》(DB52/T 725—2011)，按照農村生活用水量[引用2018年5月香車河一河一策方案中人均生活用水量70 L/(人·d)]和污水排放系數(南方地區取0.9)計算，可計算得到農村面源區生活污水排放量為2 290.9 m/d，表明河壩河小流域農村面源污染的污染程度高。

研究區各小流域農村面源區污染調查統計結果，見表7。

表7 研究區各小流域農村面源污染源調查統計表Table 7 Survey of rural non-point source pollution in small river basins of the study area

經實地調查發現，研究區農村面源污染源在勺窩鎮、雍熙街道零星可見，在鬃嶺鎮分布廣泛，這與各鎮街道地表容貌相關性較強，勺窩鎮、雍熙街道地表清潔干凈，鬃嶺鎮地表臟亂、污水橫流、垃圾亂堆。區內生活污水均無處理直接排入溪溝中以及大氣降雨淋濾生活垃圾、農戶燃煤散堆形成的淋濾液沿地表沖溝或公路邊溝流入溪溝中，導致地表水有機污染，水中DO過低，COD、COD、BOD、NH-N、TP、TN、陰離子表面活性劑超標，造成水體呈現缺氧狀態，危害水生生物，使水中魚蝦滅絕；當水中DO耗盡時，有機物轉入厭氧分解過程，產生甲烷、硫化氫、氨等還原性物質和惡臭，使水質變壞。

研究區內工業礦業污染源有8處，老(小)窯礦坑排水污染源有6處，煤矸石堆場污染源有98處，線狀污染河流(溪溝)有12處。其中，區內工礦業污水大多無處理直接排入溪溝中，部分工礦業污水經簡單處理沉淀后排放，較少部分工礦業污水嚴格按照污水處理達標后排放；區內礦坑水中Fe、Mn含量高，這是由于區內的工礦業污水、老(小)窯礦坑排水以及煤矸石堆場、地表天然露頭受大氣降雨或地表水淋濾形成的淋濾液(酸性廢水)，沿地表徑流直接排入溪溝或下滲進入地下含水空間，造成地表水和地下水的無機污染，使水中鐵、錳、氟化物、硫酸鹽、硝酸鹽等水質指標超標，水體的pH值發生變化，進而破壞其自然緩沖作用，抑制微生物生長，阻礙水體自凈作用，而且水體的無機污染還可以通過物理化學作用進行遷移轉化，參與和干擾各種環境化學過程和物質循環，最終以一種或多種形態長期存留在環境中，造成永久性的潛在危害。

3 結論與建議

貴州山地煤礦區水環境污染受小河流域控制明顯，水體主要污染指標為TP、NH-N、COD，礦區表層沉積物中存在較為嚴重的Fe和Mn污染。礦區主要污染源以農村面源污染和煤礦污染為主，污染路徑包括生活垃圾不合理處置以及煤礦生產活動過程中排放了大量污染物，隨雨水沖刷進入溪溝，最終導致水體及表層沉積物等遭受嚴重污染。此外，溪溝水量的日趨減少，使地表水pH值呈弱堿性，水環境納污能力減弱，水體自凈能力下降，導致礦區水環境生態服務功能持續下降。因此，在開展礦區水環境污染控制與治理時應注重污染源源頭控制和治理，沿受污染河流進行線性生態重構和生態防護治理，并增設保護措施和加強管理等。