王興明，張瑞良，王運(yùn)敏，魯先文，查甫更，陳廣洲，胡云虎，程一松，王斌. 安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽 淮南 300；.中鋼集團(tuán)馬鞍山礦山研究院，安徽 馬鞍山 3000；3. 安徽師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，安徽 蕪湖 00； 安徽建筑大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院，安徽 合肥 300；. 淮南師范學(xué)院化工與材料工程學(xué)院，安徽 淮南 3038；. 桐城師范高等專科學(xué)校，安徽 桐城 300

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淮南某煤礦鄰近農(nóng)田土壤中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究

王興明1， 2， 3，張瑞良1，王運(yùn)敏2*，魯先文5，查甫更1，陳廣洲4，胡云虎5，程一松2，王斌6
1. 安徽理工大學(xué)地球與環(huán)境學(xué)院，安徽 淮南 232001；2.中鋼集團(tuán)馬鞍山礦山研究院，安徽 馬鞍山 243000；3. 安徽師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，安徽 蕪湖 241002；4 安徽建筑大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院，安徽 合肥 230022；5. 淮南師范學(xué)院化工與材料工程學(xué)院，安徽 淮南 232038；6. 桐城師范高等?？茖W(xué)校，安徽 桐城 231400

摘要：以淮南某煤礦為例，從煤礦堆積的矸石山鄰近農(nóng)田采集了表層土壤，在測(cè)定土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度和分析重金屬形態(tài)基礎(chǔ)上，利用蠶豆（Vicia faba L.）早期生長(zhǎng)及微核試驗(yàn)檢測(cè)了土壤生態(tài)毒性，同時(shí)，采用污染負(fù)荷指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和基于微核率的污染指數(shù)比較了土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。結(jié)果表明：煤礦區(qū)農(nóng)田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度均高于淮南土壤背景值，個(gè)別樣點(diǎn)Cd濃度高出淮南土壤背景值7.83倍（S3：0.47 mg·kg-1）和6.83倍（S4：0.41 mg·kg-1），但 4種重金屬濃度均低于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量（GB15618—2008）二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)。礦區(qū)土壤重金屬雖均以殘?jiān)鼞B(tài)為主，但交換態(tài)（6.62%～23.33%）和潛在可利用態(tài)的比例（32.90%～57.94%）比對(duì)照高，說明煤礦區(qū)土壤重金屬有效性較高。個(gè)別土壤樣點(diǎn)（S4）較高的重金屬濃度導(dǎo)致發(fā)芽率和根長(zhǎng)顯著降低，而礦區(qū)土壤各樣點(diǎn)的微核率較校園土均顯著增加，這表明煤礦區(qū)土壤確實(shí)存在一定生態(tài)毒性，且微核可能比發(fā)芽率和根長(zhǎng)對(duì)土壤重金屬的污染更敏感。同時(shí)，3種污染評(píng)價(jià)指數(shù)均表明礦區(qū)土壤處于輕度-中度風(fēng)險(xiǎn)水平（以校園土為參考），說明煤礦區(qū)土壤確實(shí)產(chǎn)生了一定生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，而微核率的污染指數(shù)與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)對(duì)各樣點(diǎn)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果較為一致，表明微核代表的生態(tài)毒性評(píng)價(jià)是煤礦區(qū)重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的有益補(bǔ)充。

關(guān)鍵詞：煤礦；蠶豆；重金屬；微核；生態(tài)毒性

引用格式：王興明， 張瑞良， 王運(yùn)敏， 魯先文， 查甫更， 陳廣洲， 胡云虎， 程一松， 王斌. 淮南某煤礦鄰近農(nóng)田土壤中重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研究［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2016， 25（5）: 877-884.

WANG Xingming， ZHANG Ruiliang， WANG Yunmin， LU Xianwen， ZHA Fugen， CHEN Guangzhou， HU Yunhu， CHENG Yisong，WANG Bin. Eco-toxicity Effect of Heavy Metals in Cropland Soils Collected from the Vicinity of A Coal Mine in Huainan ［J］. Ecology and Environmental Sciences， 2016， 25（5）: 877-884.

煤中富含多種有害或潛在有害元素，在其采集、洗選、儲(chǔ)存、運(yùn)輸過程中，會(huì)釋放一些重金屬到周邊環(huán)境中（李東艷等，2015；王興明等，2012）。而伴隨煤炭開采產(chǎn)生的大量矸石（原煤產(chǎn)量10%～15%左右）堆積在地表，經(jīng)風(fēng)化、淋溶等過程，也會(huì)將自身重金屬釋放到周邊環(huán)境（Dang et al.，2002）。因此，煤礦周邊土壤常出現(xiàn)一定重金屬富集現(xiàn)象。例如，焦作演馬礦周邊土壤中Pb和Zn超標(biāo)（李旭華等，2009），朱村煤礦周邊部分土壤的Zn超標(biāo)（胡斌等，2007），貴州水城礦務(wù)局的汪家寨煤礦矸石風(fēng)化土壤中汞含量較高等（宋文等，2010）。由于重金屬具有難降解性和蓄積性，又易通過皮膚、呼吸和飲食途徑遷移到人體，煤礦周邊的重金屬污染已成為人們關(guān)注的熱點(diǎn)。目前，煤礦周邊的重金屬污染，多采用內(nèi)梅羅指數(shù)、地累積指數(shù)和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)等進(jìn)行評(píng)價(jià)（鄭劉根等，2014），這些評(píng)價(jià)方法多基于化學(xué)方法，尚不能從生態(tài)（生物）毒性方面反應(yīng)重金屬的風(fēng)險(xiǎn)。

生物檢測(cè)（Biological tests）常用來評(píng)價(jià)有機(jī)體對(duì)污染物的基因毒性、誘變毒性，如高等植物毒理試驗(yàn)（種子發(fā)芽試驗(yàn)、根伸長(zhǎng)試驗(yàn)和早期幼苗生長(zhǎng)試驗(yàn)）因其具高敏感性、易于操作和低成本，常用于檢測(cè)各種環(huán)境污染的基因毒性（Chen et al.，2004）；微核試驗(yàn)可敏感反應(yīng)染色體的畸變和基因毒性，經(jīng)常用于有機(jī)和無機(jī)污染物的毒性評(píng)價(jià)（Zhang et al.，2009）。此類方法目前已被廣泛用于污灌區(qū)、城市和農(nóng)村的污染土壤、水體、沉積物和污泥等的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)（Zhang et al.，2009；Zheng et al.，2009；Khadra et al.，2012），但將這類方法用于煤礦區(qū)土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的研究還較少。因此，本研究以淮南某煤礦為例，通過采集煤礦區(qū)鄰近土壤，在重金屬總量和形態(tài)分析基礎(chǔ)上，利用蠶豆（Vicia faba L.）種子發(fā)芽、早期幼苗生長(zhǎng)及微核試驗(yàn)進(jìn)行煤礦區(qū)土壤的生物毒性和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)分析，同時(shí)將基于微核率計(jì)算的污染指數(shù)（PI）與基于重金屬分析的污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）比較，分析生態(tài)毒性評(píng)價(jià)與重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)在判別環(huán)境污染水平、生物有效性和毒性方面的差異，以期為今后煤礦區(qū)系統(tǒng)研究土壤重金屬的生態(tài)效應(yīng)提供生物毒性數(shù)據(jù)，以及為煤礦區(qū)土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測(cè)提供科學(xué)參考。

1　樣品與測(cè)試

1.1 研究區(qū)概述

研究區(qū)煤礦位于淮南市西部，建于 1947年，地理坐標(biāo)為：東經(jīng) 116°49′378″，北緯 32°35′41″。煤礦所在地區(qū)屬季風(fēng)暖溫帶半濕潤(rùn)氣候，年均氣溫15.2 ℃左右，平均風(fēng)速 1.3～2.9 m·s-1，年均降雨922.6 mm。煤礦后方有一座較大矸石山，周邊有不少農(nóng)田。有研究表明，該礦矸石山堆存時(shí)間較長(zhǎng)（超過50年），在降水、微生物作用下發(fā)生了風(fēng)化，已經(jīng)對(duì)周邊環(huán)境產(chǎn)生了一定影響（邵群，2007）。

1.2 樣品采集

在2015年10月對(duì)淮南某煤礦矸石山鄰近農(nóng)田進(jìn)行了土壤樣品采集。以該礦的煤矸石山為參照，在矸石山下風(fēng)向，距矸石山100 m（S1）、200 m（S2）、300 m（S3）、400 m（S4）和500 m（S5）的農(nóng)田設(shè)置樣點(diǎn)，每個(gè)樣點(diǎn)采集0～20 cm土層土樣，每個(gè)土樣由多個(gè)子樣混成，四分法縮分后保留1 kg左右土樣，同時(shí)，采集校園土（XYT）1 kg作為參照（見圖1）。

圖1　煤礦區(qū)采樣圖Fig. 1　Location of the coal mining area showing the sampling sites

1.3 重金屬和理化測(cè)試

土樣帶回實(shí)驗(yàn)室經(jīng)風(fēng)干，仔細(xì)挑去石塊、根莖及各種新生體和侵入體，再用圓木棍將土樣輾碎、過篩（過60目和100目尼龍篩網(wǎng)），廣口瓶中密封保存。重金屬總量分析采用王水回流消解法（王興明等，2012），重金屬形態(tài)分析采用Tessier五部提取法（F1：可交換態(tài)、F2：碳酸鹽結(jié)合態(tài)、F3：鐵錳結(jié)合態(tài)、F4：有機(jī)結(jié)合態(tài)和F5殘?jiān)鼞B(tài)）（江培龍等，2013），測(cè)試液中元素濃度采用 ICP-OES （PerkinElmer Optima 2100 DV）測(cè)試。同時(shí)，每2個(gè)土樣隨機(jī)挑選1個(gè)做平行樣進(jìn)行測(cè)定（重復(fù)做3次），在分析與測(cè)試過程中加入國(guó)家土壤標(biāo)樣（GBW07403（GSS-3））進(jìn)行質(zhì)量控制。元素回收率在92.56%～97.07%，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差＜5%。土壤pH、電導(dǎo)率、有機(jī)質(zhì)、總氮、總磷、總鉀均按常規(guī)方法測(cè)試（表1）（王友保等，2005）。

1.4 幼苗生長(zhǎng)和微核試驗(yàn)

土壤浸提液：土樣（S1～S5和XYT）和蒸餾水按1∶10混合，120 r·min-1下振蕩8 h，離心，過濾后清液作為幼苗生長(zhǎng)和微核試驗(yàn)處理液（White et al.，2004）。

表1　土樣的基本理化性質(zhì)（平均值±標(biāo)準(zhǔn)差）Table 1　Selected physical and chemical properties of studied soils （Mean±SD）

幼苗生長(zhǎng)測(cè)定：取籽粒飽滿、均勻蠶豆種子，用0.5%的NaClO溶液消毒20 min，沖洗后分別放入鋪有雙層濾紙的培養(yǎng)皿（9 cm發(fā)芽床）內(nèi)，分別加入各組處理液10 mL（以蒸餾水為對(duì)照），每處理組8粒蠶豆種子，各濃度處理均設(shè)4個(gè)平行樣，于25 ℃無光條件下培養(yǎng)7 d。在種子萌發(fā)3日后，逐日觀察萌發(fā)種子數(shù)（以胚芽長(zhǎng)度達(dá)到種子一半為種子發(fā)芽的判斷標(biāo)準(zhǔn)）。培養(yǎng)7 d后，用鑷子輕輕將萌發(fā)種子取出，濾紙吸干后，測(cè)其根長(zhǎng)（Marcato-Romain et al.，2009；Song et al.，2006；王興明等，2006）。

微核試驗(yàn)：蠶豆萌芽種子用蒸餾水沖干凈，用不同組處理液浸泡蠶豆根尖6 h，然后恢復(fù)生長(zhǎng)24 h，剪下根尖，用卡諾固定液固定24 h，再用70%乙醇4 ℃保存?zhèn)溆?。取固定后根尖，? mol·L-1HCl中解離8～12 min，再用45%的醋酸軟化10 min，然后用苯酚-改良?jí)A性品紅染色20 min，采用十字壓片法制片鏡檢。每個(gè)處理組至少隨機(jī)檢查3個(gè)根尖，每個(gè)根尖至少觀察1000個(gè)生長(zhǎng)點(diǎn)的間期細(xì)胞，記錄發(fā)生微核的細(xì)胞數(shù)（王任翔等，2010；Zhang et al，2009）。每處理組的幼苗生長(zhǎng)實(shí)驗(yàn)和微核試驗(yàn)均重復(fù)4次，取均值進(jìn)行相關(guān)數(shù)據(jù)比較。

1.5 數(shù)據(jù)分析與處理

發(fā)芽率=7 d發(fā)芽的種子數(shù)/供試驗(yàn)種子數(shù)×100%

微核細(xì)胞千分率（MCN）=含有微核的細(xì)胞數(shù)/觀察細(xì)胞總數(shù)×1000‰

潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）=ΣEir，Eir=Tir×Cif，Cif=Cis/Cib，其中，Cif為重金屬 i污染系數(shù)，Cis為重金屬i實(shí)測(cè)濃度值，Cib為重金屬i的背景值，Tir為重金屬i的生物毒性系數(shù)，Eir為重金屬i的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子。

污染指數(shù)（PI）=樣品實(shí)測(cè) MCN平均值/對(duì)照組MCN平均值。

PLI、RI和PI指數(shù)的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)參照文獻(xiàn)計(jì)算并分析（李一蒙等，2015；Wang et al.，2005；姚恩親等，2006）。

采用Excel 2007和SPSS 18.0進(jìn)行ANOVA、LSD、相關(guān)與逐步回歸分析。

2　結(jié)果與討論

2.1 煤矸石山周邊土壤理化性質(zhì)和重金屬濃度

由表1，校園土（XYT）呈微酸性（pH=6.68），而煤礦區(qū)周邊土壤偏堿性（pH=7.81～8.46）。煤礦區(qū)農(nóng)田土壤的EC、有機(jī)質(zhì)、總氮和總磷（除S2、S3）高于校園土，而礦區(qū)土壤的總鉀（8.76～12.08 g·kg-1）均低于校園土（13.10 g·kg-1），說明礦區(qū)農(nóng)田土壤含鹽量稍高，養(yǎng)分條件基本較好（除總鉀）。由圖 2可知，農(nóng)田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu含量均高于校園土對(duì)照值和淮南土壤背景值（Zn：80.81 mg·kg-1、Pb：30.47 mg·kg-1、Cd：0.06 mg·kg-1、Cu：24.60 mg·kg-1），且Cd在S3點(diǎn)（0.47 mg·kg-1）和S4（0.41 mg·kg-1）（江培龍等，2013）含量較高，分別為淮南土壤背景值的7.83和6.83倍，S4點(diǎn)的Zn、Pb和Cu含量也較高，分別為淮南土壤背景值的 2.36、2.38和 3.94倍。然而，礦區(qū)農(nóng)田土壤的Zn、Pb、Cd和Cu含量均低于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2008）二級(jí)（Zn：300 mg·kg-1、Pb：80 mg·kg-1、Cd：1 mg·kg-1、Cu：100 mg·kg-1，pH＞7.5），這表明煤礦區(qū)農(nóng)田土壤基本可滿足農(nóng)業(yè)生產(chǎn)要求，但部分區(qū)域土壤中出現(xiàn)了個(gè)別重金屬相對(duì)富集狀況，這與熊鴻斌等（2015）、孫賢斌等（2015）的研究結(jié)果較為相似?？傮w上，煤礦區(qū)農(nóng)田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度隨距離呈現(xiàn)先增大再降低趨勢(shì)（圖2），它們分別在S3（300 m）或S4（400 m）達(dá)峰值濃度，這與王賢榮等（2010）、鄭劉根等（2014）和Zhou et al.（2014）的研究結(jié)論較一致。

圖2　土壤中重金屬含量特征Fig. 2　Contents of heavy metals in soils

2.2 矸石山周邊土壤中重金屬形態(tài)分布

通常情況下，重金屬總量并不能反應(yīng)重金屬生物有效性，土壤中重金屬生物有效態(tài)（植物可吸收形態(tài)）存在比例越高，植物利用性越高，其重金屬生物有效性越高（竇磊等 2007）。交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬遷移性高，鐵錳結(jié)合態(tài)重金屬遷移性中等，有機(jī)結(jié)合態(tài)重金屬遷移性能隨有機(jī)質(zhì)狀態(tài)而變化，而殘?jiān)鼞B(tài)的重金屬遷移能力最低（Zhang et al.，2009）。本研究中（圖3），Zn、Pb、Cd和Cu在校園土和礦區(qū)土壤中均以殘?jiān)鼞B(tài)為主，這說明礦區(qū)土壤重金屬也大多被包含在原生礦物和次生硅酸鹽礦物晶格中，性質(zhì)穩(wěn)定，重金屬總的遷移性和有效性不高（江培龍等，2013）。同時(shí)，礦區(qū)土壤中Zn、Pb、Cd和Cu的交換態(tài)比例（8.20%～13.86%、9.91%～17.45%、19.77%～23.33%和6.62%～7.84%）高于校園土，尤其是S3和S4點(diǎn)Cd的交換態(tài)比例達(dá)23.33%和22.76%，而交換態(tài)是容易被植物體吸收的形態(tài)，這說明礦區(qū)土壤中重金屬生物有效性相對(duì)較高。此外，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)在強(qiáng)酸性環(huán)境或其它適當(dāng)環(huán)境下能夠被釋放出來，對(duì)土壤環(huán)境產(chǎn)生潛在危害，為生物潛在可利用態(tài)（方鳳滿等，2013）。本研究中Zn、Pb、Cd（除S4和S5）和Cu在礦區(qū)土壤中潛在可利用態(tài)占比分別為32.90%～56.53%、51.97%～57.94%、41.60%～43.25%和 51.01%～56.53%，均高于其在校園土中的相應(yīng)比例，這說明煤礦區(qū)土壤中潛在的重金屬生物有效性也相對(duì)較高。實(shí)際上，本研究結(jié)果也與前人研究相似，李東艷等（2015）發(fā)現(xiàn)焦作市馬村煤礦周邊土壤中Cd交換態(tài)比例達(dá)36%；秦勝等（2010）發(fā)現(xiàn)兗州煤礦區(qū)周邊土壤中 Cu、Cd、Cr、Zn、Pb酸可提取態(tài)比例最高；李洪偉等（2012）發(fā)現(xiàn)淮南新集礦區(qū)土壤中Co、Cr、Ni、Pb主要存在于殘余態(tài)中，但鐵錳氧化態(tài)、還原態(tài)等潛在可利用態(tài)比例相對(duì)較高；而王菲等（2015）發(fā)現(xiàn)徐州市典型煤礦周邊Pb的潛在可利用態(tài)比例較高?？梢?，本研究和前人研究均表明，煤礦區(qū)周邊土壤受到煤炭開采影響，土壤重金屬的生物可利用態(tài)比例增大，重金屬有效性增強(qiáng)，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)增大。

2.3 煤矸石山周邊土壤對(duì)蠶豆生長(zhǎng)的影響

由圖 4，煤礦區(qū)土壤不同樣點(diǎn)浸提液對(duì)蠶豆種子萌發(fā)和生長(zhǎng)影響不同。S1～S3、S5點(diǎn)發(fā)芽率（65.63%～78.13%，81.25%）雖低于對(duì)照（90.63%）和校園土（84.38%），但均未與對(duì)照和校園土產(chǎn)生顯著性差異（P=0.064～0.079），而S4點(diǎn)的發(fā)芽率最低（50%），顯著低于校園土和對(duì)照（P=0.000～0.002）；S1～S3和S5點(diǎn)的根長(zhǎng)（4.30～4.63 cm，4.09cm）低于對(duì)照（4.77 cm），但差異性不顯著（P=0.126～0.588）。S1和S2點(diǎn)根長(zhǎng)高于校園土（4.42 cm），S3和S5點(diǎn)根長(zhǎng)低于校園土，但這些樣點(diǎn)的根長(zhǎng)與校園土也不存在顯著性差異（P=0.449～0.790）。根長(zhǎng)只在S4點(diǎn)（2.59 cm）顯著低于對(duì)照、校園土和其它樣點(diǎn)（P=0.000～0.000）。由此，煤礦區(qū)土壤只在個(gè)別樣點(diǎn)（S4）表現(xiàn)了對(duì)蠶豆萌發(fā)和根生長(zhǎng)的顯著性抑制作用。

圖3　土壤中重金屬形態(tài)分布特征Fig. 3　Distribution of chemical speciation of heavy metals in soils

圖4　土壤浸提液對(duì)蠶豆發(fā)芽率（a）和根長(zhǎng)（b）的影響Fig. 4　Effects of soil extraction on the germination rate （a） and root length （b） of Vicia faba. L

將發(fā)芽率、根長(zhǎng)與重金屬做相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，發(fā)芽率與Pb、Cu呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.604（P=0.005）和-0.521（P=0.018），根長(zhǎng)和Zn、Pb、Cu呈現(xiàn)顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.512（P=0.021）、-0.650（P=0.002）和-0.661（P=0.002）。而發(fā)芽率、根長(zhǎng)與重金屬的逐步回歸發(fā)現(xiàn)，Y發(fā)芽率=-0.862XPb+114.340（r=0.604，P=0.005），Y根長(zhǎng)=-0.047XCu+6.912（r=0.661，P=0.002）。這表明發(fā)芽率受到Pb和Cu的抑制，根長(zhǎng)受到Zn、Pb、Cu的抑制，而Pb和Cu分別對(duì)發(fā)芽率和根長(zhǎng)的抑制作用更為顯著。結(jié)合圖2，S4點(diǎn)的Zn、Pb和Cu濃度均最高，這說明 S4點(diǎn)較低的發(fā)芽率和根長(zhǎng)是煤礦區(qū)土壤中多個(gè)較高濃度重金屬的毒性所致，且均有1種重金屬元素起到了主要的抑制作用（宋玉芳等，2002；Ma et al.，2005；Wang et al.，2001；張嬌等，2007）。鄒曉錦等（2007）發(fā)現(xiàn)大寶山礦區(qū)土壤 Pb、Cd、Cu、Zn對(duì)植物根長(zhǎng)抑制作用顯著，但Cu產(chǎn)生主要抑制作用；Zhang et al.（2009）等發(fā)現(xiàn)電子垃圾周邊土壤中多種重金屬的復(fù)合作用會(huì)降低蠶豆發(fā)芽率，而逐步回歸發(fā)現(xiàn)根長(zhǎng)主要受Fe影響。本研究發(fā)現(xiàn)Pb和Cu分別對(duì)發(fā)芽率和根長(zhǎng)產(chǎn)生主要抑制作用的結(jié)論與他們的研究結(jié)論近似，同時(shí)，這也說明發(fā)芽率和根長(zhǎng)對(duì)不同重金屬敏感程度不同。

2.4 煤矸石山周邊土壤對(duì)蠶豆根尖細(xì)胞微核的影響

微核試驗(yàn)可以靈敏地檢測(cè)染色體損傷，常是反應(yīng)有害物質(zhì)毒性大小的有效方法（Ma，2005）。由圖 5，煤礦區(qū)土壤中微核率（S1～S5：13.05‰～28.20‰）顯著高于校園土（9.74‰）（P：0.000～0.042）。其中，S1～S5點(diǎn)微核率呈現(xiàn)隨距離拉長(zhǎng)先增大再降低趨勢(shì)，S3點(diǎn)的微核率最高，S5點(diǎn)微核率最低，均分別高出校園土189.52%（P=0.000）和33.98%（P=0.042），這說明煤礦區(qū)農(nóng)田土壤均表現(xiàn)出一定生態(tài)毒性，且此種生態(tài)毒性隨距離拉長(zhǎng)呈現(xiàn)先增大再降低趨勢(shì)。通過微核率和重金屬元素相關(guān)分析發(fā)現(xiàn)，微核率與 Zn、Pb、Cd相關(guān)系數(shù)分別為 0.525（P=0.018）、0.677（P=0.001）、0.861 （P=0.000），將微核率與重金屬作逐步回歸發(fā)現(xiàn)，Y微核率=72.345XCd+4.753（r=0.861，P=0.000），因此，本研究中微核雖與多種重金屬有關(guān)，但Cd產(chǎn)生的影響較大。

圖5　土壤浸提液對(duì)蠶豆根尖細(xì)胞微核的影響Fig. 5　Effect of soil extraction on micronucleus rate of broad bean root tip cells

土壤污染后，微核數(shù)量出現(xiàn)明顯變化，錳礦廢棄地土壤中Mn、Pb、Cd會(huì)導(dǎo)致蠶豆中微核率升高（王任翔等，2010）；紫鴨跖草中微核數(shù)量與土壤中多種重金屬（Sb、Cu、Cr、As、Pb、Cd、Ni和Zn等）含量關(guān)系顯著（Imperato et al.，2003）；鉻污染土壤中的蠶豆根中微核數(shù)量與Cr含量的線性關(guān)系顯著（Wang，1999）；農(nóng)田土壤污灌后蠶豆根尖微核率比未污染土壤高2.2～48.4倍（Song et al.，2006）。本研究也得出與以上類似的結(jié)論，且微核率與重金屬含量的線性關(guān)系顯著，這說明微核試驗(yàn)也同樣適用于煤礦區(qū)土壤的生物毒性辨識(shí)。同時(shí)，本研究中各點(diǎn)微核率與對(duì)照均存在顯著差異，而發(fā)芽率和根長(zhǎng)只在S4點(diǎn)與對(duì)照出現(xiàn)不同，這可能表明微核率比植物發(fā)芽、早期植物生長(zhǎng)指標(biāo)更能敏感反應(yīng)土壤中多種重金屬的復(fù)合效應(yīng)及變動(dòng)趨勢(shì)。

2.5 煤矸石山周邊土壤中重金屬的風(fēng)險(xiǎn)特征

圖6　煤礦區(qū)土壤中重金屬的污染負(fù)荷指數(shù)（a）、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（b）和微核的污染指數(shù)（c）Fig. 6　Pollution load index （a）， potential ecological risk index （b） of heavy metals and pollution index calculated by micronucleus rate （c） for the soils collected from coal mining area

由圖6可知，重金屬污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）（李一蒙等，2015）、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）（Wang et al.，2005）和基于微核率計(jì)算的污染指數(shù)（PI）（姚恩親等，2006）所反應(yīng)的土壤各樣點(diǎn)風(fēng)險(xiǎn)程度不完全類似（以校園土為參比）。S1和S5的PLI小于2，為輕度污染；S2～S4的PLI在2～3之間，為中度污染；風(fēng)險(xiǎn)程度大小為：S4＞S3＞S2＞S1＞S5。S1、S2 和S5的RI均小于150，為輕度風(fēng)險(xiǎn)；S3和S4的RI分別小于150和300，為中度風(fēng)險(xiǎn)；風(fēng)險(xiǎn)程度大小為：S3＞S4＞S2＞S1＞S5。PI：S1、S2和S5的PI均小于＜2，為輕度污染；S3和S4的PI在2～3.5之間，為中度污染；風(fēng)險(xiǎn)程度大小為：S3＞S4＞S2＞S1＞S5。可見，微核的污染指數(shù)（PI）與潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）在總體污染程度及各樣點(diǎn)的污染大小均表現(xiàn)了一致性。

實(shí)際上，重金屬污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）是基于重金屬類別、濃度計(jì)算而來的（李一蒙等，2015），潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）考慮了重金屬類別、濃度和重金屬毒性水平（假定重金屬相互作用為加成）（鄭劉根等，2014），而微核的污染指數(shù)反映的是各種污染物質(zhì)的類別、濃度、毒性水平及其污染物相互作用，即潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)與微核的污染指數(shù)均能在重金屬類別、濃度、毒性大小及其相互作用方面表征綜合的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，這或許是兩個(gè)指數(shù)總體表現(xiàn)一致的原因。高磊等（2014）也比較了生物方法和化學(xué)方法在分析土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)的差異，研究發(fā)現(xiàn)采用發(fā)光菌抑制率計(jì)算的毒性水平與基于重金屬毒性單位（ΣTU）得出的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)總體表現(xiàn)一致。因此，本研究與類似研究均可說明：生物方法得出的生態(tài)毒性可與化學(xué)方法算得的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)在一定程度上能得到類似結(jié)果，兩者可相互印證。

3　結(jié)論

（1）煤礦區(qū)土壤中Zn、Pb、Cd和Cu平均含量均在國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—2008）二級(jí)范圍內(nèi)，但S3點(diǎn)和S4點(diǎn)土壤中Cd較其它重金屬顯著高于淮南土壤背景值，表明煤礦區(qū)部分土壤存在Cd累積現(xiàn)象；礦區(qū)土壤中重金屬雖以殘?jiān)鼞B(tài)為主，但礦區(qū)土壤中重金屬交換態(tài)及生物潛在可利用態(tài)較高，即煤礦周邊土壤中重金屬生物有效性較高。

（2）煤礦區(qū)個(gè)別土壤樣點(diǎn)（S4）顯著抑制蠶豆的發(fā)芽率、根長(zhǎng)，但所有土壤樣點(diǎn)的微核率均顯著高于校園土，說明礦區(qū)土壤確實(shí)存在生物毒性，且微核能更敏感地表征土壤污染狀況。

（3）重金屬污染負(fù)荷指數(shù)（PLI）、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（RI）和微核的污染指數(shù)（PI）均表明煤礦區(qū)周邊土壤處于輕度-中度風(fēng)險(xiǎn)水平（以校園土為參比），說明煤礦區(qū)土壤存在一定生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。同時(shí)，微核的污染指數(shù)與重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)在表征各樣點(diǎn)的重金屬風(fēng)險(xiǎn)大小方面較為一致，這表明微核的污染指數(shù)所代表的生態(tài)毒性評(píng)價(jià)是重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的有益補(bǔ)充。

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DOI：10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.05.022

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1674-5906（2016）05-0877-08

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目（41471422）；安徽高校自然科學(xué)研究項(xiàng)目（KJ2016A827；KJ2015A230）；安徽省自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目（1508085MD67）；安徽省自然科學(xué)基金青年項(xiàng)目（1608085QE125）；2015年皖江城市帶退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與重建安徽省協(xié)同創(chuàng)新中心資助項(xiàng)目；2015年國(guó)家大學(xué)生創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)訓(xùn)練計(jì)劃項(xiàng)目（201510361008）；安徽理工大學(xué)博士科研啟動(dòng)金項(xiàng)目（ZX959）；青年基金項(xiàng)目（QN201407）；2016年度淮南師范學(xué)院科學(xué)研究重點(diǎn)項(xiàng)目（2016xj04zd）

作者簡(jiǎn)介：王興明（1981年生），男，博士，主要從事環(huán)境污染與生態(tài)修復(fù)研究。E-mail: xmwang-2004@126.com

*通信作者：王運(yùn)敏（1955年生），男，教授級(jí)高工，博士生導(dǎo)師。

收稿日期：2016-04-04

Eco-toxicity Effect of Heavy Metals in Cropland Soils Collected from the Vicinity of A Coal Mine in Huainan

WANG Xingming1， 2， 3， ZHANG Ruiliang1， WANG Yunmin2*， LU Xianwen5， ZHA Fugen1， CHEN Guangzhou4，HU Yunhu5， CHENG Yisong2， WANG Bin6
1. School of Earth and Environment， Anhui University of Science and Technology， Huainan 232001， China；
2. Sinosteel Maanshan institute of Mining Research Company Limited， Maanshan 243000， China；
3. College of Life Sciences， Anhui Normal University， Wuhu 241000， China；
4. School of Environment and Energy Engineering， Anhui Jianzhu University， Hefei 230022， China；
5. School of Chemical and Materials Engineering， Huainan Normal University， Huainan 232038， China；
6. Tongcheng Teachers College， Tongcheng 231400， China

Abstract：With the development of coal mining， many heavy metals accumulated in the soils nearby the coalmine. In this study， a coalmine in Huainan is taken as an example to investigate the ecological toxicity and environment risk of heavy metals in the cropland soils near the coalmine. The surface soil nearby the coalmine was collected and was digested with acids. Concentrations of Zn， Pb， Cd and Cu were analyzed by ICP-OES and the factions of heavy metals in soils were also analyzed using the Tessier method. The seedling growth and micronucleus of broad bean （Vicia faba L.） were checked to evaluate the eco-toxicity and pollution load index， potential ecological risk index and pollution index based on micronucleus rate were also calculated to assess the environment risk of heave metals in soils. The results indicated that concentrations of Zn， Pb， Cd and Cu in soil were over the background values of Huainan soil. Cd contents in some soil samples were 7.83 times （S3: 0.47 mg·kg-1） and 6.83 times （S4: 0.41 mg·kg-1） more than the background values of Huainan soil. However， concentrations of Zn， Pb， Cd and Cu in soil were under the level two of Environmental quality standard for soils of China （GB 15618—2008）. Heavy metals were associated with the residue fraction in the soils in coal mining area and the proportion of exchange （6.62%～23.33%） and potential available fractions （32.90%～57.94%） in coal mining affected soils were higher than the control， indicating the higher bioavailability of heavy metals in soils nearby the coal mine. Germination rate and root length in site 4 were significant lower and micronucleus rate at each site was significant higher than that of Xiaoyuan soil， which suggesting eco-toxicity of heavy metals in coal mining affected area and micronucleus was more sensitive to the heavy metals pollution in soils nearby the coalmine. The pollution load index， potential ecological risk index and pollution index suggested that the soil nearby the coalmine was polluted at light to moderate level and the heavy metals lead to environment risk to some extent compared with the soil collected from campus. In addition， the pollution index calculated from micronucleus rate was consistent with the potential ecological index calculated from metals concentration， suggested micronucleus could reflect the genotoxicity and evaluate the ecological risk of heavy metals in the soils collected from the coal mining area. Micronucleus could be able to consider as a supplement to the risk assessment of heavy metals in soils in coal mining area.

Key words：coal mine； Vicia faba； heavy metals； micronucleus； eco-toxicity