柴河铅锌矿开采的重金属污染风险评估和历史重建
柴河铅锌矿开采的重金属污染风险评估和历史
重建
0 引 言
矿山开采是地球关键带重金属元素循环及地表水体、土壤和生物重金属污染的重要来源之一
[1].随着我国众多金属矿山因资源枯竭而关闭,其在开采过程中及遗留尾矿所导致的环境污染问
题已成为公众关注的热点[2].因此恢复矿山开采中的重金属污染历史对于有效管控矿山重金属
污染具有重要的科学价值.本文以辽宁柴河铅锌矿为例,利用河漫滩沉积柱的同位素测年,对矿山
开采导致的污染历史进行恢复,其主要目的是为正在生产或将要建厂的矿山提供信息,为科学合
理地利用矿产资源和保护生态环境提供依据.
1 矿山地理地质概况
柴河铅锌矿又称关门山铅锌矿,位于辽宁省铁岭市.铅锌矿体主要赋存在高于庄组第五岩性段条
带状白云岩中[3 -4].矿石组分简单,主要为闪锌矿、方铅矿、黄铁矿等.Pb + Zn 平均品位为 8% ~
12% , 已探明 Pb + Zn 总金属量为 58. 9× 104t. 矿体中除 Pb、Zn 外, 具有工业价值的其他元素有
Cd、Hg、Ag, 其中西沟坑和红旗坑原矿石中 Cd 的平均品位分别为 0. 094 1% 和0. 087%;Hg 的
平均品位分别为 0. 028 9% 和0. 022% ; Ag 的平均品位分别为 0. 041%和0. 011 5% .①柴河铅锌
矿的矿业活动最早可追溯到唐朝, 但其规模化的选矿厂于 1966 年建成投产,1992 年因其井下资源
枯竭闭坑[5],并遗留有较大规模的尾矿库( 图1) .
柴河水库是 1972 年动工兴建、1974 年12 月建成的大型水库, 库区总面积 17 km2,水库控制流域
面积 1 355 km2, 占柴河流域总面积的 90%.
位于柴河铅锌矿北部 4 km 的柴河是柴河水库的主要入库水系( 图1) .已有资料显示,柴河铅锌矿
在1966 至1992 年的 27 年矿山开采过程中, 通过废水向环境中排放重金属共 265 t , 其中约 90 t
于柴河水库建库前随河流泥沙搬运冲刷进入辽河, 约有 6 t 通过污灌进入土壤,柴河铅锌矿至水库
入水口的柴河河道沉积重金属约 2 t,随水库不定期放水而输出的重金属约有 18 t,目前水库沉积
物中尚有 150 t 重金属来自柴河铅锌矿[6].
2 样品采集
2. 1 土壤
面积性土壤样品由辽宁省地质调查院于 2005 年采集.样品采用双层网格化采样模式,分别采集表
层和深层 2 层土壤样品, 采样质量为 1 000 g,样品在自然条件下风干后, 每个样品过 20 目的尼龙
筛. 表层土壤采样密度为1 个/km2, 采样深度为0 ~20 cm, 每4 km2 组合成 1 个分析样,累计获得表
层组合样 200 件; 深层土壤采样密度为1 个/4 km2, 采样深度150 ~180 cm, 按16 km2 的密度组合
深层分析样66 件( 图1) .
2. 2 河漫滩沉积柱
经详细踏勘与野外观察, 在柴河水库出水口处设置河漫滩沉积柱采样位置1 处.河漫滩沉积柱采
样深度120 cm. 单件样品采样间隔为2 cm, 采样质量大于 300 g; 每件样品均分 3 份分别装袋,分别
用于同位素测年、化学元素分析.
3 样品分析
中国科学院南京地理与湖泊研究所沉积与环境开放实验室采用 ORTEC 高纯锗低本底γ 能谱仪
进行沉积物样品的 137Cs 和210Pb 同位素测年, 测试时间在45 000 s 至95 000 s.仪器参数为:
Ampli-fier: 672; Master: 919; High Voltage: 659; γ 探头为高纯锗井型, 全谱 8192 道测试,道偏差小
于± 2 道/ 年; 能量分辨率 FMW: 1. 72, 温度 60 ℃ ,测试过程中采用中国原子能研究院提供的
137Cs 定年标准样对测试结果进行校正.
采用 1 25 ∶万多目标地球化学调查中的配套分析和质量监控方案,在中国地质科学院地球物理
地球化学勘查研究所中心实验室完成河漫滩沉积柱样品中 Ag、As、Cd、Cu、Hg、Pb、Zn、S
以及 pH 值的测试[7 -8].使用国家一级标准物质 GBW07301a 、GBW07423 、GBW07309 、
GBW07310 进行分析质量全程监控; 面积性土壤样品由国土资源部沈阳矿产资源监督检测中心
分析,样品分析质量符合规定要求[9].
4 结果与讨论
4. 1 土壤地球化学特征
对表层和深层土壤中 Ag、As、Cd、Cu、Hg、Pb、pH、S 和Zn 的数据正态分布检验显示,除深
层土壤中的 As 外,其他元素均呈非正态或非对数正态分布.近年的文献研究显示,对一组不服从
正态或对数正态分布的地球化学数据而言,可用中位值( Median) 与绝对中位值差( Median
absolutedeviation-MAD) 的稳健统计方法来描述该组数据的地球化学特征,以消除一些与均值相
差较远的离群数据在求均值和方差时,尤其是求方差时对结果产生较大的影响[10 -11].
对柴河铅锌矿区及周边土壤中的 Ag、As、Cd、Cu、Hg、Pb、S、Zn 和pH 统计显示,相对深层
土壤而言,表层土壤中重金属元素含量( 中位值) 的增加率分别为 Cd( 111. 1%) 、Hg( 75. 9%)
、Pb ( 25. 9% ) 、Ag ( 22. 4% ) 、Zn ( 16. 1% ) 、Cu( 5. 7% ) 、As( 3. 6% ) ( 表1) , 表明在 Pb-Zn
矿开采过程中 Cd、Hg、Pb、Ag、Zn 易在地表土壤富集,可能形成污染,Cu 和As 仅发生轻微富
集.
与此同时, 由于 Pb-Zn 矿开采过程中,大量选矿酸性试剂的使用( 20 × 104t)[6] 及矿石分解S 的大
量释放, 使地表土壤 pH 显着下降.
对Pb、Cd、Hg、Zn 的空间分布研究显示,Pb、Cd、Hg、Zn 高含量主要集中分布在矿区周围 3
~ 5 km 的范围内, 其中 Pb 和Cd 沿柴河两岸有明显的富集现象( 图2) ; 而深层、表层土壤 pH 具
有明显不同的分布模式,地表酸化现象明显( 图3) .
已有的研究已经证实, 酸性条件下土壤 Cd 可进入土壤溶液,这不但有利于植物吸收[12],也易使土
壤中的 Cd 进入水体[13], 因此柴河铅锌矿区地表土壤的酸化将加剧矿区周围作物Cd 超标的风
险,也可能增加柴河水库水生生物的安全风险.
4. 2 元素沉积历史的初步恢复
文献中的案例显示,湖泊或水库汇水域内外源酸性物质的不断增加和土壤的持续酸化可对湖泊鱼
类安全生长构成严重威胁,甚至出现导致鱼类突然死亡的化学定时炸弹现象[14 -15].
图4 示出的是美国纽约州Big Moose 湖1760-1980 年间pH 、上风方向释放的 SO2 与生态效应
的关系图[14].图中表明,随着工业化进程的发展,燃煤释放的酸性物质---SO2 持续上升,并在 1920
年达到高峰, 但湖水中的 pH 从1760-1950 年基本保持稳定. 由于在 1880-1950 年的 70 年内,Big
Moose 湖汇水域内沉降的SO2 含量达到50 g / m2、H+ 含量达到2. 5 ~3. 0 g/m2, 在SO2 释放量
达到高峰后的30 年, 湖水中的 pH 开始急剧下降( 1950 年) , 首先造成Big Moose 湖中的鲈鱼和白
鱼死亡,其次是鲤鱼,最后是鳟鱼的完全消失. 这说明Big Moose 湖四周的土壤由于中和作用,在70
年内一直承受住了酸性物质的沉降,而当土壤的缓冲容量达到极限时, 土壤的 pH 急剧下降, 使Big
Moose 湖湖水的 pH 下降了 1 个单位,并发生了导致鱼类完全死亡的生态事件.
自从应用137Cs 和210Pb 作为河漫滩的计年标尺以来,已有的大量文献证实,河漫滩沉积剖面能
提供时间分辨率为百年至十年尺度的环境演变信息[16 -19].
对柴河水库出水口的河漫滩沉积柱中 S 含量和 pH 值的历史演变趋势研究显示( 图5) ,1820 年以
来, 随着沉积物中 S 含量的不断升高, 其pH 值显着下降. 从20 世纪 50 年代沉积物中 pH 下降速率
突然加速, 直到20 世纪 80 年代沉积物中的 pH 已降到5. 9, 累计下降1. 96 个单位.随着柴河水库
的建成使用( 1974 年) , 柴河铅锌矿开采带来的大量 S 及酸性废水沿柴河进入水库,并在水库库底
沉积,导致水库出口处沉积物中酸性物质的减少, 其沉积柱中的 pH 又逐步增加, 已从1980 年的 5.
9 逐步恢复到 2004 年的 7. 9.
摘要：
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柴河铅锌矿开采的重金属污染风险评估和历史重建0引言矿山开采是地球关键带重金属元素循环及地表水体、土壤和生物重金属污染的重要来源之一[1].随着我国众多金属矿山因资源枯竭而关闭,其在开采过程中及遗留尾矿所导致的环境污染问题已成为公众关注的热点[2].因此恢复矿山开采中的重金属污染历史对于有效管控矿山重金属污染具有重要的科学价值.本文以辽宁柴河铅锌矿为例,利用河漫滩沉积柱的同位素测年,对矿山开采导致的污染历史进行恢复,其主要目的是为正在生产或将要建厂的矿山提供信息,为科学合理地利用矿产资源和保护生态环境提供依据.1矿山地理地质概况柴河铅锌矿又称关门山铅锌矿,位于辽宁省铁岭市.铅锌矿体主要赋存在高于...
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作者：闻远设计
分类：社科文学类资料
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时间：2024-04-15
