平朔安太堡露天煤矿的介绍

改变国家煤矿落后面貌。安太堡煤矿设计的目的和意义是改变国家煤矿落后面貌，在我国煤炭史及社会经济发展中具有里程碑的意义，露天煤矿安太堡煤矿，也称露天一矿，位于山西朔州市平鲁区东南10里处，是平朔煤炭工业公司，也是我国迄今最大的一处露天煤矿。

露天煤矿主要矿区

内蒙古霍林河露天煤矿

是我国也是亚洲第一个现代化露天煤矿。

内蒙古自治区通辽市境内的霍林河煤田，是我国现代化生产程序最高的大型露天煤矿，储量132.8亿吨，是全国五大露天煤矿之一，年生产能力达1000万吨。科尔沁油田地质构造与大庆、辽河、扶余油田相似，全市石油远景储蓄量为8亿吨左右。通辽市境内埋藏着丰富的有色金属和非金属矿藏，现在探明铁、锌、钨、铜等金属矿10多处，矿点30多个，还有引人瞩目的“801”稀土，储量为全国之最的天然硅矿，近3亿吨的石灰岩，被誉为“冶炼之宝”的石墨，功效神奇的中华麦饭石等。

内蒙古元宝山露天煤矿

位于赤峰市元宝山区建昌营境内的元宝山露天煤矿1998年开始生产，总投资39亿元，年可产原煤500万吨，主要供给向东北电网输电的赤峰元宝山电厂。 内蒙古赤峰元宝山煤矿是全国露天煤矿之一和全国第一个大型现代化露天矿，矿区地处内蒙古赤峰市元宝山区建昌营境内，隶属于平庄煤业（集团）有限责任公司。该矿地理位置优越，交通便利。1990年10月15日正式开工建设，1998年8月转入试生产，2005年4月28日正式移交生产。

内蒙古伊敏露天煤矿

坐落于呼伦贝尔大草原鄂温克族自治旗境内，该煤田保有地址储量49.73亿吨，精查储量28.27亿吨，外围储量126亿吨，其中一号露天矿地址储量为10.01亿吨，可采储量为9.01亿吨，剥采比下，适合大型露天矿开采。该地区地势平坦，水资源丰富，适合建设坑口电站，这里已成为煤电合一的新型能源基地。

内蒙古黑岱沟露天煤矿

位于准格尔煤田中部，距离神华准格尔能源有限公司9.8 km，北距呼和浩特市120km，西距鄂尔多斯市135 km，南距平朔露天煤矿225 km，均有二级公路相通。大准（大同—准格尔）电气化铁路直通黑岱沟露天煤矿，呼准（呼和浩特—准格尔）铁路正在兴建，交通运输极为便利。黑岱沟露天煤矿的设计开采范围42.36 km2，可采原煤储量14.98 亿t，设计年生产能力为2 000 万t，服务年限75年。

山西省平朔安太堡露天煤矿

中国最大的露天煤矿

平朔安太堡露天煤矿位于朔州市区与平鲁区交界处，总面积达三百七十六平方公里，地质储量约为一百二十六亿吨。现为大型露天开采的煤矿。 煤矿全部采用美国CAT、日本小松、英国等欧美国家进口设备进行挖掘、实行全方位现代化管理。煤矿开工初曾引起党和国家领导人邓小平的关心和重视，并一时令世界范围内轰动，为当时世界最大的露天煤矿。

一九八四年四月二十九日，中国煤炭开发总公司与美国西方石油公司在北京正式签订了合作开发平朔安太堡一号露天煤矿的协议，合作开采年限为三十年。后因哈默去世，美方中止了合同，成为我国自行开采矿的露天煤矿。

阜新海州露天煤矿

新中国建成后的第一座大型机械化露天煤矿。

它于1951年始建，1953年正式投产，矿场东西长8华里，南北宽4华里，垂直深度将200多米，总占地面积达30多平方公里，有28个界平盘和8个作业平盘，平盘边缘裸露断面清晰地显示地质结构特点，是近年来我国关闭的最大一家资源枯竭的露天煤矿。这座露天煤矿从1953年7月到2003年底，共生产煤炭2．1亿吨。

位于内蒙古自治区准格尔旗境内的哈尔乌素露天煤矿，设计年产原煤2000万吨，设计服务年限79年，是中国设计产能最大的露天煤矿。

哈尔乌素露天煤矿于2006年5月启动建设，露天煤矿及配套建设的2000万吨级选煤厂、矿区防洪工程、运煤铁路专用线等工程规划总投资达70多亿元。

哈尔乌素露天煤矿位于准格尔煤田中部，煤矿地表境界东西长9．59公里，南北宽7．03公里，面积为67．17平方公里，露天采区共含煤12层，其中6号煤层为主要可采层，煤层平均厚度为20．01米。

中国五大露天煤矿：平朔露天煤矿、伊敏露天煤矿、霍林河露天煤矿、元宝山露天煤矿和准格尔露天煤矿。

平朔露天煤矿

2.伊敏露天煤矿

3.霍林河露天煤矿

4.元宝山露天煤矿

5.准格尔露天煤矿

拓展资料：

准格尔煤矿

准格尔煤矿在内蒙古自治区伊克昭盟东北部准格尔露天煤矿就是位于鄂尔多斯高原的重要煤矿基地。也是亚洲最大的露天煤矿。鄂尔多斯一直也是资源基地，这里的苏格里盆地是我国迄今为止发现的特大型天然气田之一，煤炭储量也居全国的第二位。

2.5.4.1 平朔煤田概况

平朔矿区位于山西省朔州市境内，属宁武煤田北部区域。平朔矿区是我国重要的亿吨级煤炭生产基地，平朔煤炭工业公司先后建成了安太堡露天矿、安家岭露天矿和东露天矿。近年来，为提高煤炭产量，减少煤炭资源的浪费，率先尝试了浅埋、巨厚、近水平煤层的露天井工联合开采安全高效新模式，形成了中煤平朔公司独具特色的露天和井工联合开采模式，并取得了可观的经济效益。

平朔矿区东、西、北三面均以煤层露头线为界，南以担水沟断层为界，南北长约21km，东西宽约22km，面积380km2，地质储量127.5亿t。根据国家计委计能源[1993]360号文《关于山西平朔矿区项目建议书的批复》，马关河与七里河之间的安太堡矿合资区，安家岭、安太堡二号勘探区，安太堡后备区，合计勘探面积130.3km2，地质储量44.3亿t将马关河以东普查区46km2，地质储量17.1亿t，总计176.3km2，地质储量61.4亿t，划为国家大型露天矿开采范围，其余204km2，地质储量66.1亿t划为地方及乡镇煤矿开采范围。资源划分见图2-14，该矿区属于典型的适合露天开采煤田的露天井工联合开采类型矿区。

图2-14 平朔矿区资源划分示意

2.5.4.2 平朔安家岭矿露天井工联合开采

(1)矿田及地层构造

安家岭露天矿田，包括安家岭和安太堡二号两个勘探区，位于平朔矿区的中南部，其行政区隶属山西省朔州市平鲁区，地理坐标东经112°17′～112°26′，北纬39°24′～39°32′，其范围东起马关河洪水位线，西至七里河西岸洪水位线及安太堡露天矿之开采边界，南以843号孔与T58号孔连线为南部勘探边界，北至安太堡二号勘探区12勘探线与平番城精查区相接。南北长约8.5km，东西宽8km，总勘探面积59.8km2，地质储量21.88亿t。

安家岭露天煤矿是国家“九五”期间煤炭工业利用日本能源贷款的重点建设项目，也是我国自行设计、施工和管理的大型现代化煤炭项目，实现了露天井工联合开采的煤炭生产新模式。现在它的实际原煤生产能力达到3000万t，是我国规模最大，现代化程度最高的煤炭生产基地之一。

图2-15为平朔安家岭露天矿坑。

图2-15 平朔安家岭露天矿

安家岭矿地层自上而下由第四系、新近系上新统、二叠系石盒子组、下二叠统山西组、石炭系太原群、石炭系本溪群构成，按照土岩的不同性质分述如下:①第四系层主要为黄土层，可分为上、下两层，上层黄土的黏性很低，下层黄土中含有砂砾。在地质勘探报告中，将其定为I级非自重湿陷性黄土，此种土壤对工程建设极为不利，在正常压力下遇水则会产生较大的变形。②新近系上新统为棕—深红色黏土和亚黏土互层，此层厚度不大，在矿区内零星分布，是遇水极易产生变形和强度降低的软弱层，如在排土场基底中赋存时，会影响排土场的稳定性。③煤系地层，其岩性均较坚固，胶结致密，除页岩外，硬度系数均在4以上，边坡岩层赋存平缓，4#煤顶板为灰白色中粗砂岩，局部为含砾砂岩，岩石坚硬，胶结致密9#煤顶板为砂质泥岩，局部为泥岩和炭质泥岩，其中砂质泥岩较为坚固，泥岩和炭质泥岩强度稍低。

井田构造主要受宁武向斜、芦子沟背斜、白家辛窑向斜及二铺背斜控制，地层产状比较平缓，除芦子沟背斜东翼较陡(15°～25°)外，一般在10°以下。井田内主要褶皱宁武向斜位于东部，轴向NW30°，次一级均发育在西部，近似平行，走向NE45°，其规模由东南向西北依次减弱。井田内断层和陷落柱较为发育，除个别断层(如安家岭逆断层、马蹄沟断层)断距较大外，一般都在15m以下，断层走向分为三组，即NE向、NNE向和NNW向，以NE向为主。岩溶陷落柱分布不均，且大小不一。根据钻探和三维地震成果，本区未见岩浆活动，本区属构造中等复杂区，如图2-16所示。

构造的展布与延伸不仅为地下水的赋存和运移提供了空间条件，而且构造形成的地形地貌，控制着地下水的补给、径流与排泄条件。宁武向斜西侧为芦子沟背斜，于二号井田中东部轴向呈北50°西，至芦子沟转为北北西向，向南延伸至安家岭后急转为南西向。灰岩埋深相对较浅，岩溶裂隙发育，径流条件好，形成了地下水交替积极的七里河径流带。井田大部位于这一强径流带的北部靠近补给区。

图2-16 井田构造纲要

(2)露天开采

安家岭露天矿采用单斗卡车工艺，由西向东推进，年推进度350m，达产第四年后，推进方向改为由南向北推进，两侧端帮设有运输通道，每隔一个平台设一个。

端帮边坡上黄土运输平台宽34m，保安平台宽6m岩石运输平台宽32m，保安平台宽4m。采掘场端帮边坡角34°，存在时间4～5年。

上窑外排土场是一长条形状，一条皮带机走廊将其分为东、西两部分，最大排弃标高140m，东区最大排弃标高1455m，西区最大排弃标高1430m。

外排土场北部为安家岭露天采场，西南部是铁路环线、组装场、机修车间和材料库，南部是西界村、东界村、联合煤矿和东界煤矿，之间有高压架线通过，因此上窑排土场边坡的稳定与安全直接关系到这些工业设施、民用建筑和与之有关的人员安全。

内排由下向上发展，台阶形成后与采掘工作面同步推进，到达产第五年全部实现内排。

露天矿南北长9.5km，东西宽5.3km，边坡高度达20m左右。

(3)井工开采

安家岭井工矿位于安家岭矿坑的南北两侧，由露天不采区、上窑区和太西区组成。区内地层产状平缓，倾角一般在2°～5°，局部达12°左右，井田主采4-1号煤、4-2号煤、9号煤和11号煤，各主采煤层赋存稳定，构造简单，其中4号煤埋深70.82～343.42m，平均221.85m。煤质坚硬，含夹矸3～5层，岩性多为泥岩或砂质泥岩。9号煤结构较为复杂，夹矸多为砂质泥岩和炭质泥岩，局部夹有高岭石及粉砂石。

图2-17显示出井田在矿区的位置。

图2-17 井田在矿区的位置

采煤方法为倾斜长壁综采放顶煤回采方法。回采工作面长度240m，割煤高度3.2m，顶煤初次垮落步距16m，直接顶初次垮落步距34m，老顶初次来压步距44～45m，周期来压步距12～18m，动载系数1.31。工作面支护方式为液压二柱掩护式。矿井为中央并列式通风系统，抽出式通风方式，即主斜井、副斜井进风、回风斜井回风。风井安装对旋风机两台和配套电动机两台，其中一台运转，一台备用。

(4)露天井工联合开采

安家岭露天煤矿原设计为单一露天开发方式，2002年中国煤炭工业进出口集团公司向国家计委发函《关于安家岭露天煤矿项目由单一露天开发模式变更为露井联采开发模式的请示》(中煤办字[2002]16号，国家计划批复，计委基础[2002]1478号)，为实施配煤降硫，提高煤炭产品质量，以满足国内外煤炭市场需求，同意安家岭煤矿建设方案由单一露天开采调整为露天井工联合开采。

露天井工联合开采后设计单产为10Mt/a，计算服务年限103.5年，首采区服务年限23.6年。

开采顺序为:先开采首采区，向东推进，达产7年后开始扇形转向，逐步过渡到向北推进，直到北部最终境界首采区结束前，在东帮北部缓帮，过渡到二采区北段开采，向东推进至东部境界，然后再次进行缓帮，过渡到向南西推进，直至西部境界最后开采三采区直到北部最终境界。

为确保地面构筑物、工程设施和井下开采的安全，设计对井筒、大巷、工业场地、铁路、公路等重要设施均按有关规定预留保安煤柱，经计算露天矿南端帮从4#煤层底板台阶向外，留不小于300m的保安煤柱排土场西南部安太堡露天煤矿外运铁路装车线环线至塌陷边缘，留不小于150m的保安煤柱南部边坡下方的露天煤矿工业场地和西界村至塌陷区边缘，留有不小于170m的保安煤柱，对塌陷区内的环线、高压供电线路、环线联络道等也采取相应的工程措施，以保证露天井工联合开采的正常、高效、安全。由此可见，安家岭露天矿露天井工联合开采为典型的排土场下井采、到界边帮残煤井采类型。露天井工位置见图2-18。

图2-18 露天井工联合开采位置及典型剖面位置

比如：烟煤中的大同优混1号,全水8.5%；大友6号煤,全水5.2%；活鸡兔的煤全水17.3%,安太堡的煤全水4.8%.

国外的烟煤也不一致,我们进口的澳大利亚烟煤全水10%,印尼烟煤全水17.7%,只是不能详细到国外的煤出产于哪个矿.

贫煤水分一般都比较低,10%以下最常见,知道的山西殿儿垣贫煤全水2.5%.

褐煤的全水普遍较高,30%左右是常见的,较低的有广西上思褐煤全水14%,较高的如伊敏露天矿全水可达38%甚至更高.

德国的褐煤水分是比较高的,40%以上常见,个别可到50%,所以德国技术的中速磨煤机是最适合研磨褐煤的.

受沉积环境影响，同一煤层中微量元素的垂向分布也存在很大差异。下面，以研究区平朔安太堡矿11煤、大同忻州窑矿9煤、神东马家塔矿2-2煤为例，分析有害微量元素在煤层垂向剖面上的分布特征。煤层刻槽采样示意图见图3-11，煤样基本性质测试结果见表3-5。

图3-11 三个采样点煤层刻槽采样柱状图

表3-5 马家塔2-2煤、安太堡11煤及忻州窑9煤的基本性质测试结果　（wB/%）

1.平朔安太堡矿11煤层有害元素垂向分布

第一，煤中微量元素 Ca，Fe，Rb，W，Mg 及有害微量元素 U，As，Cr，Co，Br，Sb，P，Be，Pb，Mn，Zn，稀土元素的含量在接近顶底板分层中趋于增加，尤其在与顶板相邻的分层中更为明显，这可能与煤层顶板泥灰岩沉积期及以后成岩阶段的含矿溶液向下渗透有关（图3-12）。

第二，从煤层顶板到底板，St，d，Sp，d，Ss，d的含量总体上呈下降趋势，而全硫、有机硫的含量都较高，说明海水对全硫、有机硫的富集影响较大。Br，Ca在各煤分层中的含量均比顶、底板中高出很多，说明煤层比主要由矿物质组成的顶底板更有利于Ca，Br的富集，从而推测两者可能主要为有机成因。

第三，除部分稀土元素Sm，Eu，Lu以及P，U，Be，Sb，Ca，Br外，其他元素含量在顶底板中最高；且顶底板比煤层本身更加富集有害元素，如Mn，P，Pb，Zn，V，Cu，As，Ba，Se，Th，Cr，Co，Mo等，说明煤中无机组分比有机组分更加富集有害元素，从而也为采用物理洗选方法脱除这些有害元素提供了一定的理论依据。

第四，U，As，Sb，Br，Ca，P，Fe，Mn，Zn，Pb等微量元素在煤层上部（顶）较下部含量高。在煤层中部分层，各元素的含量一般较低。可能说明煤层是通过顶底板与周围环境进行物质交换，靠近顶底板附近煤层有着优先吸附作用，而煤层中部的分层由于位置相对于顶底板远，故物质交换较少。

图3-12 安太堡矿11煤中微量元素的垂向分布

第五，从煤中微量元素与宏观煤岩类型的关系来看，Ta，Al，Ti，Nb，Na，Sc及有害元素Th，V，Hf和稀土元素在暗淡煤中相对富集，而有害元素 As，Ba，U，Ca，P，Zn，Ni，Mn，Cr，Co，Sb，Br，全硫，黄铁矿硫，有机硫及Fe，W，Mo在光亮煤中相对富集，这主要与它们自身喜氧或厌氧的地球化学性质有关。

2.神东马家塔矿2-2煤中有害元素的垂向分布

第一，有害微量元素Mn，Ba，P，REE，Zn，Pb，Ni，Mo，Hf，As，Cd在顶板中含量最高，而V，Cr，Th，U，Be，Sb在底板中含量最高（图3-13），表明它们在煤中主要呈无机相赋存。

图3-13 马家塔矿2-2煤中有害元素的垂向分布

第二，煤中部分有害元素的含量在接近顶底板的分层中最高，特别是在接近顶板的分层中，如Mn，REE，Pb，Ni，Th，Hf，U，As，Be，Co等（图3-13）。

第三，Br，Hg，Co，Cu等有害微量元素在煤中含量最高，暗示它们主要为有机相，特别是Br在各煤分层中的含量均比顶底板中高。

第四，P，REE，V，Cr，Ni，Th，Hf，U，As，Be，Co，Zn，Mn，Cu，Sb在暗淡煤中较富集，而Br，Hg，Ba，全硫及有机硫在光亮煤中相对富集。

3.大同忻州窑矿9煤中有害元素的垂向分布

第一，全硫和各种形态硫的含量在第一煤分层（DX1）中出现高异常，由上而下总体上呈下降趋势，煤层底板中有机硫含量几乎为零（表3-5）。

第二，有害元素As，Sb，Se，Co，Cd，Pb，Ni，Hg，全硫的含量在接近顶板的煤分层中趋于增加，在底板中的含量低（图3-14），暗示这些元素的来源与顶板有关，且这些元素在煤中的赋存多与黄铁矿有关。

图3-14 忻州窑矿9煤中有害元素的垂向分布

第三，U，Ba，Th，P，Cr，V，Cu等有害元素在底板中的含量最高，表明这些元素在9煤中赋存状态与无机组分有关，从而也为物理洗选方法脱除这些有害元素提供了一定理论依据。这些元素多为亲石元素，推知其主要来源于陆源碎屑。

第四，就宏观煤岩类型而言，Ba，Br，P在光亮煤中相对富集，这主要与它们自身喜还原环境的地球化学性质有关；As，Co，Se，Pb，Ni和无机硫在暗淡煤中相对富集，这些元素在煤中的主要载体是强还原条件下的产物黄铁矿，而暗淡煤是在相对氧化环境中形成的，该矛盾暗示含上述有害元素的黄铁矿可能具有非同生成因。

煤中稀土元素主要来源于陆源碎屑，与稀土元素共生组合的多为陆源富集型元素。因此，研究煤中稀土元素的洗选迁移规律，可以反映出陆源富集型元素的洗选特性，也可以了解物理分选作用对洗选产物中稀土元素的分布产生的影响。根据太西、安太堡洗选实验及公乌素原煤、煤泥与各粒级精煤3套煤样中稀土元素的测试、计算结果以及球粒陨石、北美页岩标准化模式分析（图6-14，图6-15），发现如下规律：

图6-14 安太堡、公乌素原煤及各洗选产物中稀土元素的配比模式

ATBX1—安太堡原煤；ATBY9—安太堡煤泥；ATBY2～5—安太堡精煤；WDX1—公乌素原煤；WDY4～7—公乌素精煤

首先，总体上来看，煤及其洗选产物中稀土元素的分布模式较为一致，分布模式曲线具有良好的继承性，尤其在安太堡及公乌素系列样品中表现更为明显。这一特点，一方面表明从煤泥→原煤→小粒级精煤→大粒级精煤只是稀土元素含量水平的逐渐降低，分布类型基本不变（ATBX1，ATBY9，ATBY2-5分别为安太堡原煤、煤泥、精煤0.5～3mm，3～6mm，6～13mm，13～25mm；WDX1，WDY4-7分别为公乌素原煤、精煤0.5～3mm，3～6mm，6～13mm）；另一方面说明所采样品有较好的代表性，原煤与洗选产物样品基本上能对应。

图6-15 太西原煤及各洗选产物中稀土元素的配比模式

TX1—原煤；TX2—精末；TX3—精小粒；TX4—精大粒；TX5—煤泥

第二，安太堡、公乌素原煤及洗选产物中稀土元素分布模式为Eu负异常，在标准化模式分布图中呈现明显的“V”型，这是各时代煤的普遍特征。煤中稀土元素配比模式更多地继承了物源区的岩性特征，反映出其在成煤沼泽环境中再分配的倾向。在受海水影响的泥炭沼泽中，稀土元素受到均化作用更强，有机质也参与吸附承载稀土元素。所以，受过海水影响的公乌素，安太堡煤，稀土元素脱除率不高。由于重稀土元素比轻稀土元素更易在海水作用下溶解而迁移，所以重稀土元素含量低于轻稀土元素。

第三，就太西煤来说，由于受热液作用的改造，煤中稀土元素所指示的物源原始信息已丢失，稀土元素的球粒陨石及北美页岩标准化曲线表现异常，原煤及精煤都没有出现Eu负异常。吴海鸥等（1994）研究受热液影响的高变质无烟煤的稀土元素分布模式时，也发现Eu无负异常。从图6-15看出，从原煤（TX1）、精末（TX2）、精小粒（TX3）到精大粒（TX4），稀土元素含量逐渐降低，而煤泥（TX5）中稀土元素含量最高，但在精大粒中出现Eu正异常，在煤泥中出现Eu负异常。这种情况说明，尽管稀土元素的化学行为十分相似，但它们的氧化还原性能、吸附能力等物理化学性质有一定的差别，也说明形成太西煤的植物吸收了一定量的Eu，常规的物理洗选已不能再降低煤中Eu的含量。煤泥出现Eu负异常的原因，就是因为精大粒中其他稀土元素有所脱除，而Eu的含量没有被降低而造成的。

第四，总体来看，太西煤泥（TX5）、安太堡煤泥（ATBY9）中稀土元素最为富集，反映了煤中稀土元素主要以无机相赋存。安太堡、公乌素各煤样中稀土元素分布曲线较密集，而太西各煤样稀土元素的分布曲线间距较大，反映出不同煤中稀土元素脱除率的变化。受海水影响的煤层（安太堡、公乌素煤），各粒级精煤中稀土元素含量依然较高，表现出较低的脱除率。受热液影响的太西无烟煤，各精煤中稀土元素的含量较低，表现出较高的脱除率。由此推知，与稀土元素关系密切的陆源型元素（Hf，Th，Cr等），在无烟煤的洗选中也应有较高的脱除率。

煤中有害元素通过洗选释放到大气圈、水圈和岩石圈，会污染地表水、地下水、大气，也会降低土壤质量，进而危及生态环境平衡及人体健康。有害元素在水-土壤-生态环境系统中迁移富集的能力以及对表生环境的污染程度，受元素本身地球化学特性及表生环境介质性质等因素的控制。由本章前面的分析可知，煤中有害元素在洗选过程中主要向中煤、煤泥（尾煤）、煤矸石及洗后水中迁移富集，因而对这些洗选产物的处置及深加工应该引起高度重视。

1.煤和煤泥中有害元素富集的环境效应

测试数据显示，煤中有害元素通过洗选明显向中煤和煤泥富集，如煤泥中Se，Zn，St，d，Hg，Ba，As的平均富集率超过100%，其他绝大部分有害元素的富集率都超过50%（表6-6）。如果用煤泥作为民用或热电厂燃料，产生的环境危害将远比直接燃烧要大得多。下面，以As为例，简要阐述其对环境的影响。

As是煤中挥发性较强的有毒元素，煤燃烧时大部分砷形成剧毒的砒霜（As2O3）和As2O5化合物侵入大气环境，一部分残留在灰渣和飞灰中。在雨水淋滤过程中，灰渣和飞灰中残留的As部分向水、土壤环境迁移转化。在我国新疆、内蒙古、贵州等地，发生过由于环境中砷含量过高导致“地方性砷中毒”的实例（蒋玲等，1996）。早在1965年到1966年，贵州省织金县就出现过砷中毒75例，安冬等（1992）又一次证实织金县As中毒事件属于煤烟污染型砷和氟联合中毒。在四川省巫山县，也发现煤烟型氟砷联合中毒事件，8～12岁儿童60份头发样和尿样中砷都偏高，超过对照样一倍多（朱岚等，1999）。

研究表明，上述中毒事件燃煤烟尘在室内聚集造成的，当地煤中As的含量并不高，只有（6.20±1.41）×10-6，可室内飘尘的砷含量竟高达2.299mg/m3。因而，对煤泥的处置，应加强管理，杜绝用煤泥作燃料。

2.煤中有害元素向洗后水中迁移的环境效应

前已述及，安太堡煤中Cr，Sr，Pb，V，Mn的洗选溶出率大于50%，可见煤中这些有害元素易释放到水中去。安太堡煤样洗后水中Pb的浓度为0.0513mg/L，超过生活饮用水卫生标准0.05mg/L（GB5749—85）；Mo的浓度为0.0239mg/L，超过美国灌溉水推荐浓度0.01 mg/L。

安太堡、公乌素煤样洗后水中V的浓度分别为0.1573mg/L和0.1175mg/L，均超过地面水有害物质最高允许浓度0.1 mg/L（TJ36—79）。由此表明，煤炭洗选会对水质造成较大的污染，对洗后水如不经处理随意排放，其中的高浓度有害元素必然会对环境和人体健康造成危害。

3.煤矸石中有害元素迁移的环境效应

煤矸石既可随采煤过程排出地面，也可通过洗选被进一步聚集。煤矸石产量占原煤产量的10%～30%，产量极其巨大。我国每年排放矸石约1.5亿～2亿吨，截至1995年底已在地表堆积30亿吨以上，占地约22 万公顷。在已堆积的1500 余座矸石山中，近300座发生过自燃或正在发生自燃。如此之多的煤矸石，不仅占用了大量土地，而且由于淋滤作用和自燃作用产生的有毒物质，使土壤、大气、水体遭受严重污染。

例如，乌达矿区某矿煤矸石山自燃，排出 SO2和 H2S 的最高日平均浓度达10.69mg/m3，使该地区呼吸道疾病发病率明显高于周边地区。再如，铜川矿务局13个矿中有6个矿的矸石堆发生自燃，导致矸石山周围地区SO2和TSP等严重超标，在自燃矸石山周围工作5年以上的职工都患有不同程度的肺气肿病。自燃矸石山附近寸草不生，稍远处树木、作物也受酸害。所以，煤矸石是矿区主要的污染源之一，治理煤矸石山的污染也是煤矿区环境治理的重要任务之一。

煤矸石中有害元素可以通过燃烧向环境中的迁移。一般认为：常温下（25℃）煤矸石中黄铁矿可以发生氧化反应（4FeS2+11O2→2Fe2O3+8SO2+3412kJ）；如果供氧不足，则释放出硫磺（4FeS2+3O2→2Fe2O3+8S +917kJ）；如果有水参与，还会产生硫酸（2SO2+O2→SO3+189.2kJ，SO3+H2O→H2SO4+79.5kJ），从而加剧氧化。这些放热反应形成的热量在矸石山内部不易扩散，热量积聚超过煤的燃点时就产生自燃，一座矸石山自燃可长达十余年至几十年。自燃后，矸石山中部温度800～1000℃，矸石融结，同时向大气中释放出含有害微量元素，SO2，CO2，CO，H2S等的气体和可以致癌的稠环芳香化合物，造成大气污染。据阳泉矿务局监测，矸石自燃后大气中 CO 浓度为125.9mg/m3，SO2为19mg/m3，大大超过大气最低标准要求。葛银堂（1996）对通过燃烧模拟实验，得出煤矸石中几种有害元素的自燃挥发率，并认为就山西各主要矿区煤矸石自燃物排放浓度而言，除部分样品Cd不超过规定外，其余元素均超过工业污染源评价标准，构成工业污染源。

煤矸石中有害元素对水环境的污染，主要通过直接污染和间接污染两种方式。直接污染是指煤矸石中有害元素直接进入水环境中，如Hg，As等进入水环境中，没有改变自身的价位和性质，仍保持原有的化学毒性。间接污染是指从煤矸石中释放到水环境中的微量元素浓度并不高，或在煤矸石中没有毒性，但在淋滤作用过程中发生物理化学、化学或生物变化，其价位发生升高或降低，或改变了水环境的性质，这种方式又称二次污染。余运波等（2001）认为，山东部分煤矸石堆放区附近水体中微量元素有害成分，如Be，U，Mn，Sr，Mo，Ni，F等存在超标或浓度过高的现象。葛银堂（1996）对山西部分矿区煤矸石进行淋滤实验后发现：与地面水Ⅴ类标准相比，淋滤水中超标的元素有Se，Zn，Mn，F，Fe等；以生活饮用水标准评价，Se，Zn，Cr，Mn，F，Fe等元素超标。White等（1984）认为，As，Cd，Se，Pb等元素的淋出浓度常常超过水质标准，而Hg 的淋滤较低，不会造成危害。

崔龙鹏等（1998）通过研究认为，煤矸石中淋溶出的有害元素 Cd，Pb，Hg，Cr，As，Cu，Zn等，会对接纳水体构成一定的污染。这些元素的毒性很大，能在环境和动植物体内蓄积，引起急慢性中毒，造成肝、肾、肺、骨等组织的损害，会侵害人体呼吸、血液循环、神经和心血管系统，甚至能够致畸、致癌、致死，对人体健康产生长远的不良影响。对淮南某矿煤矸石淋溶水的研究结果表明，除Hg外，上述其他元素含量均大大超过国家第一类污染物最高允许排放浓度，这些有害元素的排放与转移，必然会对塌陷区积水及周围水系造成严重污染。

煤矸石中有害元素可以通过风化、淋滤及其他作用向土壤环境中的迁移。Longmiro曾对多种元素进行土柱实验，发现Pb，Zn，Cd，Hg，Cr，Cu，Ni等的阳离子在土壤中发生沉淀和交换作用，迁移能力相对较低。刘桂建等（1999）认为，Cu在土壤中的迁移能力弱于Zn和Pb。李林涛等（1991）对山东某煤矿矸石堆与周围土壤中的Hg进行了对比分析，发现Hg在周围土壤中的浓度高于土壤对照点中的浓度，说明煤矸石中Hg对土壤的污染效应还是较为明显的。煤矸石中有害元素的淋滤排放浓度受雨水和其他汇水量大小的控制，一般要按淋滤水最大量来计算。计算结果表明：在山东兖州矿区济宁二号井和三号井，年排放矸石为56.76万吨和70.59万吨，在pH=7的情况下，两矿井煤矸石每年向土壤中排放As的数量分别为5.676 kg和7.059 kg。

就鄂尔多斯盆地北缘-晋北地区来看，根据国家土壤质量环境标准（GB15618—1995），部分煤层顶底板中有害元素含量的统计结果见表6-13，与世界土壤元素含量平均值及土壤质量环境三级标准的比较结果见图6-20。国标中列出标准含量的元素种类较少，故在研究区只有Cd的含量超过土壤质量环境三级标准，其他元素无法比较。然而，与世界土壤元素含量平均值比较，发现研究区煤矸石中有害元素Cd，Hg，As，Pb，Cu，S，Se，U，Th，Mo及Ba的含量相对较高。其中，国标中没有列出的元素仅有 S，Se，U，Th，Mo及Ba，表明除个别元素（如Cd）外，研究区煤矸石对土壤的直接污染不是很大，与前述推论一致。

表6-13 研究区煤矸石中部分有害元素的含量　（wB/10-6）

图6-20 鄂尔多斯盆地北缘-晋北地区煤矸石中有害元素的含量（S含量单位为%）

进一步而言，鄂尔多斯盆地北缘-晋北地区煤矸石中Cd的含量明显高出土壤背景值（陕西省农业土壤背景值0.118μg/g）及土壤质量环境三级标准，表明Cd对土壤环境存在污染潜势。