淮南某煤礦鄰近農田土壤中重金屬的生態風險研究

王興明，張瑞良，王運敏，魯先文，查甫更，陳廣洲，胡云虎，程一松，王斌. 安徽理工大學地球與環境學院，安徽 淮南 300；.中鋼集團馬鞍山礦山研究院，安徽 馬鞍山 3000；3. 安徽師范大學生命科學學院，安徽 蕪湖 00； 安徽建筑大學環境與能源工程學院，安徽 合肥 300；. 淮南師范學院化工與材料工程學院，安徽 淮南 3038；. 桐城師范高等專科學校，安徽 桐城 300

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淮南某煤礦鄰近農田土壤中重金屬的生態風險研究

王興明1， 2， 3，張瑞良1，王運敏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. 安徽理工大學地球與環境學院，安徽 淮南 232001；2.中鋼集團馬鞍山礦山研究院，安徽 馬鞍山 243000；3. 安徽師范大學生命科學學院，安徽 蕪湖 241002；4 安徽建筑大學環境與能源工程學院，安徽 合肥 230022；5. 淮南師范學院化工與材料工程學院，安徽 淮南 232038；6. 桐城師范高等?？茖W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田采集了表層土壤，在測定土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度和分析重金屬形態基礎上，利用蠶豆（Vicia faba L.）早期生長及微核試驗檢測了土壤生態毒性，同時，采用污染負荷指數、潛在生態風險指數和基于微核率的污染指數比較了土壤重金屬的生態風險。結果表明：煤礦區農田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度均高于淮南土壤背景值，個別樣點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家土壤環境質量（GB15618—2008）二級標準。礦區土壤重金屬雖均以殘渣態為主，但交換態（6.62%～23.33%）和潛在可利用態的比例（32.90%～57.94%）比對照高，說明煤礦區土壤重金屬有效性較高。個別土壤樣點（S4）較高的重金屬濃度導致發芽率和根長顯著降低，而礦區土壤各樣點的微核率較校園土均顯著增加，這表明煤礦區土壤確實存在一定生態毒性，且微核可能比發芽率和根長對土壤重金屬的污染更敏感。同時，3種污染評價指數均表明礦區土壤處于輕度-中度風險水平（以校園土為參考），說明煤礦區土壤確實產生了一定生態風險，而微核率的污染指數與潛在生態風險指數對各樣點的風險評價結果較為一致，表明微核代表的生態毒性評價是煤礦區重金屬生態風險評價的有益補充。

關鍵詞：煤礦；蠶豆；重金屬；微核；生態毒性

引用格式：王興明， 張瑞良， 王運敏， 魯先文， 查甫更， 陳廣洲， 胡云虎， 程一松， 王斌. 淮南某煤礦鄰近農田土壤中重金屬的生態風險研究［J］. 生態環境學報， 2016， 25（5）: 877-884.

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煤中富含多種有害或潛在有害元素，在其采集、洗選、儲存、運輸過程中，會釋放一些重金屬到周邊環境中（李東艷等，2015；王興明等，2012）。而伴隨煤炭開采產生的大量矸石（原煤產量10%～15%左右）堆積在地表，經風化、淋溶等過程，也會將自身重金屬釋放到周邊環境（Dang et al.，2002）。因此，煤礦周邊土壤常出現一定重金屬富集現象。例如，焦作演馬礦周邊土壤中Pb和Zn超標（李旭華等，2009），朱村煤礦周邊部分土壤的Zn超標（胡斌等，2007），貴州水城礦務局的汪家寨煤礦矸石風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注的熱點。目前，煤礦周邊的重金屬污染，多采用內梅羅指數、地累積指數和潛在生態風險指數等進行評價（鄭劉根等，2014），這些評價方法多基于化學方法，尚不能從生態（生物）毒性方面反應重金屬的風險。

生物檢測（Biological tests）常用來評價有機體對污染物的基因毒性、誘變毒性，如高等植物毒理試驗（種子發芽試驗、根伸長試驗和早期幼苗生長試驗）因其具高敏感性、易于操作和低成本，常用于檢測各種環境污染的基因毒性（Chen et al.，2004）；微核試驗可敏感反應染色體的畸變和基因毒性，經常用于有機和無機污染物的毒性評價（Zhang et al.，2009）。此類方法目前已被廣泛用于污灌區、城市和農村的污染土壤、水體、沉積物和污泥等的生態風險評價（Zhang et al.，2009；Zheng et al.，2009；Khadra et al.，2012），但將這類方法用于煤礦區土壤生態風險的研究還較少。因此，本研究以淮南某煤礦為例，通過采集煤礦區鄰近土壤，在重金屬總量和形態分析基礎上，利用蠶豆（Vicia faba L.）種子發芽、早期幼苗生長及微核試驗進行煤礦區土壤的生物毒性和生態風險分析，同時將基于微核率計算的污染指數（PI）與基于重金屬分析的污染負荷指數（PLI）和潛在生態風險指數（RI）比較，分析生態毒性評價與重金屬生態風險評價在判別環境污染水平、生物有效性和毒性方面的差異，以期為今后煤礦區系統研究土壤重金屬的生態效應提供生物毒性數據，以及為煤礦區土壤重金屬生態風險預測提供科學參考。

1　樣品與測試

1.1 研究區概述

研究區煤礦位于淮南市西部，建于 1947年，地理坐標為：東經 116°49′378″，北緯 32°35′41″。煤礦所在地區屬季風暖溫帶半濕潤氣候，年均氣溫15.2 ℃左右，平均風速 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，周邊有不少農田。有研究表明，該礦矸石山堆存時間較長（超過50年），在降水、微生物作用下發生了風化，已經對周邊環境產生了一定影響（邵群，2007）。

1.2 樣品采集

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

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

1.3 重金屬和理化測試

土樣帶回實驗室經風干，仔細挑去石塊、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），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），重金屬形態分析采用Tessier五部提取法（F1：可交換態、F2：碳酸鹽結合態、F3：鐵錳結合態、F4：有機結合態和F5殘渣態）（江培龍等，2013），測試液中元素濃度采用 ICP-OES （PerkinElmer Optima 2100 DV）測試。同時，每2個土樣隨機挑選1個做平行樣進行測定（重復做3次），在分析與測試過程中加入國家土壤標樣（GBW07403（GSS-3））進行質量控制。元素回收率在92.56%～97.07%，相對標準偏差＜5%。土壤pH、電導率、有機質、總氮、總磷、總鉀均按常規方法測試（表1）（王友保等，2005）。

1.4 幼苗生長和微核試驗

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和微核試驗處理液（White et al.，2004）。

表1　土樣的基本理化性質（平均值±標準差）Table 1　Selected physical and chemical properties of studied soils （Mean±SD）

幼苗生長測定：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皿（9 cm發芽床）內，分別加入各組處理液10 mL（以蒸餾水為對照），每處理組8粒蠶豆種子，各濃度處理均設4個平行樣，于25 ℃無光條件下培養7 d。在種子萌發3日后，逐日觀察萌發種子數（以胚芽長度達到種子一半為種子發芽的判斷標準）。培養7 d后，用鑷子輕輕將萌發種子取出，濾紙吸干后，測其根長（Marcato-Romain et al.，2009；Song et al.，2006；王興明等，2006）。

微核試驗：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，然后恢復生長24 h，剪下根尖，用卡諾固定液固定24 h，再用70%乙醇4 ℃保存備用。取固定后根尖，在1 mol·L-1HCl中解離8～12 min，再用45%的醋酸軟化10 min，然后用苯酚-改良堿性品紅染色20 min，采用十字壓片法制片鏡檢。每個處理組至少隨機檢查3個根尖，每個根尖至少觀察1000個生長點的間期細胞，記錄發生微核的細胞數（王任翔等，2010；Zhang et al，2009）。每處理組的幼苗生長實驗和微核試驗均重復4次，取均值進行相關數據比較。

1.5 數據分析與處理

發芽率=7 d發芽的種子數/供試驗種子數×100%

微核細胞千分率（MCN）=含有微核的細胞數/觀察細胞總數×1000‰

潛在生態風險指數（RI）=ΣEir，Eir=Tir×Cif，Cif=Cis/Cib，其中，Cif為重金屬 i污染系數，Cis為重金屬i實測濃度值，Cib為重金屬i的背景值，Tir為重金屬i的生物毒性系數，Eir為重金屬i的潛在生態風險因子。

污染指數（PI）=樣品實測 MCN平均值/對照組MCN平均值。

PLI、RI和PI指數的分級標準參照文獻計算并分析（李一蒙等，2015；Wang et al.，2005；姚恩親等，2006）。

采用Excel 2007和SPSS 18.0進行ANOVA、LSD、相關與逐步回歸分析。

2　結果與討論

2.1 煤矸石山周邊土壤理化性質和重金屬濃度

由表1，校園土（XYT）呈微酸性（pH=6.68），而煤礦區周邊土壤偏堿性（pH=7.81～8.46）。煤礦區農田土壤的EC、有機質、總氮和總磷（除S2、S3）高于校園土，而礦區土壤的總鉀（8.76～12.08 g·kg-1）均低于校園土（13.10 g·kg-1），說明礦區農田土壤含鹽量稍高，養分條件基本較好（除總鉀）。由圖 2可知，農田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu含量均高于校園土對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（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，礦區農田土壤的Zn、Pb、Cd和Cu含量均低于國家土壤環境質量標準（GB 15618—2008）二級（Zn：300 mg·kg-1、Pb：80 mg·kg-1、Cd：1 mg·kg-1、Cu：100 mg·kg-1，pH＞7.5），這表明煤礦區農田土壤基本可滿足農業生產要求，但部分區域土壤中出現了個別重金屬相對富集狀況，這與熊鴻斌等（2015）、孫賢斌等（2015）的研究結果較為相似。總體上，煤礦區農田土壤中Zn、Pb、Cd和Cu濃度隨距離呈現先增大再降低趨勢（圖2），它們分別在S3（300 m）或S4（400 m）達峰值濃度，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分布

通常情況下，重金屬總量并不能反應重金屬生物有效性，土壤中重金屬生物有效態（植物可吸收形態）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）。交換態和碳酸鹽結合態重金屬遷移性高，鐵錳結合態重金屬遷移性中等，有機結合態重金屬遷移性能隨有機質狀態而變化，而殘渣態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在校園土和礦區土壤中均以殘渣態為主，這說明礦區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，性質穩定，重金屬總的遷移性和有效性不高（江培龍等，2013）。同時，礦區土壤中Zn、Pb、Cd和Cu的交換態比例（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Cd的交換態比例達23.33%和22.76%，而交換態是容易被植物體吸收的形態，這說明礦區土壤中重金屬生物有效性相對較高。此外，碳酸鹽結合態、鐵錳結合態、有機結合態在強酸性環境或其它適當環境下能夠被釋放出來，對土壤環境產生潛在危害，為生物潛在可利用態（方鳳滿等，2013）。本研究中Zn、Pb、Cd（除S4和S5）和Cu在礦區土壤中潛在可利用態占比分別為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比例，這說明煤礦區土壤中潛在的重金屬生物有效性也相對較高。實際上，本研究結果也與前人研究相似，李東艷等（2015）發現焦作市馬村煤礦周邊土壤中Cd交換態比例達36%；秦勝等（2010）發現兗州煤礦區周邊土壤中 Cu、Cd、Cr、Zn、Pb酸可提取態比例最高；李洪偉等（2012）發現淮南新集礦區土壤中Co、Cr、Ni、Pb主要存在于殘余態中，但鐵錳氧化態、還原態等潛在可利用態比例相對較高；而王菲等（2015）發現徐州市典型煤礦周邊Pb的潛在可利用態比例較高?？梢?，本研究和前人研究均表明，煤礦區周邊土壤受到煤炭開采影響，土壤重金屬的生物可利用態比例增大，重金屬有效性增強，生態風險增大。

2.3 煤矸石山周邊土壤對蠶豆生長的影響

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

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

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

將發芽率、根長與重金屬做相關分析發現，發芽率與Pb、Cu呈現顯著負相關，相關系數分別為-0.604（P=0.005）和-0.521（P=0.018），根長和Zn、Pb、Cu呈現顯著負相關，相關系數分別為-0.512（P=0.021）、-0.650（P=0.002）和-0.661（P=0.002）。而發芽率、根長與重金屬的逐步回歸發現，Y發芽率=-0.862XPb+114.340（r=0.604，P=0.005），Y根長=-0.047XCu+6.912（r=0.661，P=0.002）。這表明發芽率受到Pb和Cu的抑制，根長受到Zn、Pb、Cu的抑制，而Pb和Cu分別對發芽率和根長的抑制作用更為顯著。結合圖2，S4點的Zn、Pb和Cu濃度均最高，這說明 S4點較低的發芽率和根長是煤礦區土壤中多個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）發現大寶山礦區土壤 Pb、Cd、Cu、Zn對植物根長抑制作用顯著，但Cu產生主要抑制作用；Zhang et al.（2009）等發現電子垃圾周邊土壤中多種重金屬的復合作用會降低蠶豆發芽率，而逐步回歸發現根長主要受Fe影響。本研究發現Pb和Cu分別對發芽率和根長產生主要抑制作用的結論與他們的研究結論近似，同時，這也說明發芽率和根長對不同重金屬敏感程度不同。

2.4 煤矸石山周邊土壤對蠶豆根尖細胞微核的影響

微核試驗可以靈敏地檢測染色體損傷，常是反應有害物質毒性大小的有效方法（Ma，2005）。由圖 5，煤礦區土壤中微核率（S1～S5：13.05‰～28.20‰）顯著高于校園土（9.74‰）（P：0.000～0.042）。其中，S1～S5點微核率呈現隨距離拉長先增大再降低趨勢，S3點的微核率最高，S5點微核率最低，均分別高出校園土189.52%（P=0.000）和33.98%（P=0.042），這說明煤礦區農田土壤均表現出一定生態毒性，且此種生態毒性隨距離拉長呈現先增大再降低趨勢。通過微核率和重金屬元素相關分析發現，微核率與 Zn、Pb、Cd相關系數分別為 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現，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，但Cd產生的影響較大。

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

土壤污染后，微核數量出現明顯變化，錳礦廢棄地土壤中Mn、Pb、Cd會導致蠶豆中微核率升高（王任翔等，2010）；紫鴨跖草中微核數量與土壤中多種重金屬（Sb、Cu、Cr、As、Pb、Cd、Ni和Zn等）含量關系顯著（Imperato et al.，2003）；鉻污染土壤中的蠶豆根中微核數量與Cr含量的線性關系顯著（Wang，1999）；農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論，且微核率與重金屬含量的線性關系顯著，這說明微核試驗也同樣適用于煤礦區土壤的生物毒性辨識。同時，本研究中各點微核率與對照均存在顯著差異，而發芽率和根長只在S4點與對照出現不同，這可能表明微核率比植物發芽、早期植物生長指標更能敏感反應土壤中多種重金屬的復合效應及變動趨勢。

2.5 煤矸石山周邊土壤中重金屬的風險特征

圖6　煤礦區土壤中重金屬的污染負荷指數（a）、潛在生態風險指數（b）和微核的污染指數（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，重金屬污染負荷指數（PLI）（李一蒙等，2015）、潛在生態風險指數（RI）（Wang et al.，2005）和基于微核率計算的污染指數（PI）（姚恩親等，2006）所反應的土壤各樣點風險程度不完全類似（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；風險程度大小為：S4＞S3＞S2＞S1＞S5。S1、S2 和S5的RI均小于150，為輕度風險；S3和S4的RI分別小于150和300，為中度風險；風險程度大小為：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；風險程度大小為：S3＞S4＞S2＞S1＞S5?？梢?，微核的污染指數（PI）與潛在生態風險指數（RI）在總體污染程度及各樣點的污染大小均表現了一致性。

實際上，重金屬污染負荷指數（PLI）是基于重金屬類別、濃度計算而來的（李一蒙等，2015），潛在生態風險指數（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），而微核的污染指數反映的是各種污染物質的類別、濃度、毒性水平及其污染物相互作用，即潛在生態風險指數與微核的污染指數均能在重金屬類別、濃度、毒性大小及其相互作用方面表征綜合的生態風險，這或許是兩個指數總體表現一致的原因。高磊等（2014）也比較了生物方法和化學方法在分析土壤重金屬生態風險時的差異，研究發現采用發光菌抑制率計算的毒性水平與基于重金屬毒性單位（ΣTU）得出的生態風險總體表現一致。因此，本研究與類似研究均可說明：生物方法得出的生態毒性可與化學方法算得的生態風險在一定程度上能得到類似結果，兩者可相互印證。

3　結論

（1）煤礦區土壤中Zn、Pb、Cd和Cu平均含量均在國家土壤環境質量標準（GB 15618—2008）二級范圍內，但S3點和S4點土壤中Cd較其它重金屬顯著高于淮南土壤背景值，表明煤礦區部分土壤存在Cd累積現象；礦區土壤中重金屬雖以殘渣態為主，但礦區土壤中重金屬交換態及生物潛在可利用態較高，即煤礦周邊土壤中重金屬生物有效性較高。

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

（3）重金屬污染負荷指數（PLI）、潛在生態風險指數（RI）和微核的污染指數（PI）均表明煤礦區周邊土壤處于輕度-中度風險水平（以校園土為參比），說明煤礦區土壤存在一定生態風險。同時，微核的污染指數與重金屬的潛在生態風險指數在表征各樣點的重金屬風險大小方面較為一致，這表明微核的污染指數所代表的生態毒性評價是重金屬生態風險評價的有益補充。

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DOI：10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.05.022

中圖分類號：X53

文獻標志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）05-0877-08

基金項目：國家自然科學基金面上項目（41471422）；安徽高校自然科學研究項目（KJ2016A827；KJ2015A230）；安徽省自然科學基金面上項目（1508085MD67）；安徽省自然科學基金青年項目（1608085QE125）；2015年皖江城市帶退化生態系統的恢復與重建安徽省協同創新中心資助項目；2015年國家大學生創新創業訓練計劃項目（201510361008）；安徽理工大學博士科研啟動金項目（ZX959）；青年基金項目（QN201407）；2016年度淮南師范學院科學研究重點項目（2016xj04zd）

作者簡介：王興明（1981年生），男，博士，主要從事環境污染與生態修復研究。E-mail: xmwang-2004@126.com

*通信作者：王運敏（1955年生），男，教授級高工，博士生導師。

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