2022, Vol. 43
煤炭的开采和洗选过程会产生大量的煤矸石固体废弃物, 约占原煤总产量的10% ~15%, 成为了矿区污染的主要来源[1].煤矸石的大量排放及露天堆放不仅占据了大量的土地资源, 而且在自然堆积过程中会通过风化和雨水淋溶释放重金属等有毒有害物质, 其可随地表径流迁移至周边土壤或水体环境中, 从而对生态环境和人群健康产生严重威胁[2, 3].
目前关于煤矸石堆积区周边土壤的重金属污染已有较多研究.任珊珊等[4]的研究测定了山西霍州某煤矸石山周边土壤中重金属元素(Pb、Zn、Cr和Cu)的含量及其污染特征, 结果发现, 以山西省土壤背景值为参考, Pb、Zn和Cr元素均已超标, 并且4种重金属均出现不同程度的富集.丛鑫等[5]的研究采集了海州某煤矿矸石山附近的土壤样品, 并分析了重金属污染特征, 结果发现土壤中重金属含量随距煤矸石堆距离的增加而呈现出降低的趋势, 说明矸石山的长久堆积已对其周边环境造成了一定程度的污染.
煤矸石堆积区周边土壤是一种复杂的混合污染环境, 其中包含多种重金属物质, 它们所产生的协同或拮抗作用可能无法仅仅通过传统的理化性质分析来全面反映其实际的生态风险[6, 7].而生物测定法已被大量实验证明是评估土壤污染的有力工具, 能够有效监测土壤中污染物的含量与归趋, 为污染土壤的修复治理提供理论依据[8].如Radi Dc' 等[9]的研究利用浮萍评估了矿区周边污染土壤所诱导的植物毒性效应, 结果表明煤矿污染的土壤水提取物可抑制浮萍的生长速率、降低其叶绿素含量和抗氧化酶的活性. Cotelle等[10]的研究利用蚕豆微核实验评估了工业废弃物污染的土壤, 结果显示污染土壤能够显著诱导蚕豆根尖微核率的上升.
因此, 本研究一方面分析矸石山堆积区周边不同距离土壤中重金属含量, 探讨其距离依赖性分布特征和污染状况; 另一方面以大麦为模式植物, 分析不同距离土壤暴露所诱导的植物毒性效应, 以期为全面评估煤矸石堆积区生态风险提供基础数据和理论依据.
1 材料与方法 1.1 土壤样本采集与处理土壤样本采集于山西省太原古交市东部的东曲煤矿(37°54′14.24″N, 112°13′14.52″E).根据矿区中煤矸石堆周边地形地貌, 并结合当地条件, 以煤矸石堆为中心, 在其西北方向处布设6个采样点, 包括0、100、200、400、600和800 m处土壤, 如图 1所示.对照土壤采自距矿区5 km外的未受污染的地点.每个采样点通过梅花布点法采集3~5个子样本, 采样深度为0~20 cm, 四分法充分混匀土壤后存储在密封的聚乙烯袋送至实验室, 自然风干后研磨破碎, 用100目筛过筛后储存备用.
|
图 1 研究区采样点示意 Fig. 1 Soil sampling sites of study area |
土壤样本基本理化性质如表 1所示.土壤pH值使用酸度pH测定仪测定, 土水比为1 ∶2.5; 土壤有机质使用重铬酸钾容量法测定; 全氮使用半微量凯氏定氮法测定; 全磷使用NaOH熔融-钼锑抗比色法测定; 全钾使用NaOH熔融-火焰光度法; 土壤重金属含量使用HNO3-HCl-HF-HClO4消解处理, 随后采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定土壤样品中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn和As元素含量.
|
表 1 土壤样本基本理化性质 Table 1 Basic physicochemical properties of soil samples |
1.3 富集因子法
该方法能够判断人为因素干扰下的重金属污染状况, 其计算公式为:
|
式中, EF为富集因子, Cn为测量元素的含量, Cref为参比元素的含量, Bn为测量元素的背景值含量, Bref为参比元素的背景值含量.选取山西省土壤背景值作为参比值[11], 选取Al元素作为参比元素.富集因子的污染程度划分如表 2所示[12].
|
|
表 2 富集因子污染程度划分 Table 2 Classification of enrichment factor |
1.4 大麦种子的处理
大麦种子购自山西省农业科学院.种子实验前用3%的过氧化氢表面灭菌30 min, 随后用去离子水冲洗干净, 将种子在蒸馏水中浸泡4~6 h, 挑选颗粒饱满的种子移至潮湿的滤纸上发芽.36~48 h后, 选择根长为1.5~2 cm的大麦种子移植入圆形塑料花盆中(上部直径9 cm, 下部直径7 cm, 高度为7 cm), 每盆放置10粒种子, 并称取200 g土样.所有实验组以光照∶黑暗周期为12 h ∶12 h的条件下在(25±1)℃的恒温培养箱中生长.
1.5 大麦幼苗生长实验大麦幼苗培养7 d后, 收集各处理组幼苗并测量其茎叶长和根长, 随后用蒸馏水洗涤并干燥, 剪下茎叶和根部称重.
1.6 叶绿素含量测定培养7 d后, 采集新鲜叶片以测定叶绿素含量.具体的测定方法采用丙酮-乙醇混合液提取法[13].
1.7 氧化应激反应测定培养7 d后, 采集新鲜叶片(0.1 g)剪碎后根据重量∶体积=1 ∶9的比例用磷酸盐缓冲液(0.1 mol ·L-1, pH=7.4)在研钵中匀浆破碎, 离心提取上清液, 按照试剂盒(建成, 南京)的说明测定叶片中MDA、SOD、CAT、POD和GSH的活性.
1.8 有丝分裂指数和微核测定培养2 d后, 将其根系从土壤中移出并用自来水彻底冲洗, 除去粘附在根部的土壤, 然后自根尖顶端切下1~1.5 cm长的幼根并用卡诺固定液(乙醇∶乙酸=3 ∶1)固定24 h, 随后转入70%的乙醇中保存.通过Feulgen法对根尖染色后, 切去根尖1 mm左右并滴加45%的乙酸, 加盖玻片, 常规压片.MI为有丝分裂细胞占细胞总数的百分比, MN为千分比.每个处理约观察5 000个根尖细胞.
1.9 数据统计与分析采用Origin 8.0统计软件对数据进行分析, 结果描述为平均值±标准偏差(SD).采用单因素方差分析(One-way ANOVA)分析处理组之间的显著性差异, 然后进行Fisher最小显著差异(LSD)检验.*表示P＜0.05, **表示P＜0.01, ***表示P＜0.001.
2 结果与分析 2.1 煤矸石堆积区周边土壤中重金属含量与分布特征矸石山周边土壤中重金属ω(Cd)、ω(Cr)、ω(Cu)、ω(Pb)、ω(Zn)和ω(As)均值分别为0.097、22.50、13.13、25.67、76.00和5.05 mg ·kg-1(表 3), 均未超过文献[14]中各重金属污染的风险筛选值, 但Cd、Pb和Zn含量均高于山西省土壤元素背景值, 分别为背景值的1.39、1.75和1.12倍, 表明土壤中Cd、Pb和Zn元素污染较严重.各重金属的变异系数大小为: Cr(0.33)>As(0.25)>Zn(0.20)>Pb(0.19)>Cd(0.17)>Cu(0.13), 均小于0.36, 显示出中等水平的空间变异性.
|
|
表 3 煤矸石堆积区周边土壤中重金属含量 Table 3 Heavy metal concentrations in soil around the coal gangue stacking area |
图 2为矸石山周边土壤中重金属的分布特征.距矸石山0、100、200、400、600和800 m土壤中6种重金属的总含量分别为142.79、132.29、150.39、154.09、145.93和129.19 mg ·kg-1, 总体表现为随着距矸石山距离越远, 重金属含量呈现出先增加后降低的趋势, 表明矸石山经过长年堆积与风化淋溶等过程可能导致其周边土壤中重金属的污染与富集.
|
图 2 煤矸石堆积区周边土壤中重金属的分布特征 Fig. 2 Distribution characteristics of heavy metals in soil around the coal gangue stacking area |
矸石山周边土壤中重金属元素的富集因子统计结果如图 3所示. Cd、Pb和Zn元素在0 m土壤中的EF值均小于5, 为中度富集或轻微富集, 而在100~800 m土壤中的EF值均大于5, 表现为显著富集, 说明矸石山堆积区周边土壤中Cd、Pb和Zn元素污染较严重, 且受到了人为活动带来的影响. Cr、Cu和As元素的EF值均小于5, 为中度富集或轻微富集, 污染程度较轻.
|
图 3 煤矸石堆积区周边土壤中重金属的富集特征 Fig. 3 Enrichment characteristics of heavy metals in soil around the coal gangue stacking area |
图 4为矸石山堆积区周边土壤对大麦幼苗早期生长的影响.结果显示, 在不同距离的土壤暴露下, 大麦幼苗的芽长、根长、芽重和根重均受到显著抑制, 且随着距矸石山距离的增加呈现出先降低后上升再降低的趋势.
|
不同星号与对照相比有显著差异, *表示P＜0.05, **表示P＜0.01, ***表示P＜0.001, 下同 图 4 煤矸石堆积区周边土壤对大麦幼苗芽长、根长、芽重和根重的影响 Fig. 4 Effects of soil around the coal gangue stacking area on shoot length, root length, shoot weight, and root weight of barley |
矸石山周边土壤样本处理大麦幼苗7 d后, 叶片叶绿素含量的变化如图 5所示.在0、100、400和600 m土壤的暴露下, 叶绿素a含量显著降低, 与对照相比分别降低了19%、12%、20%和17%.而不同土壤处理组下的叶绿素b含量与对照相比无任何显著性变化.总叶绿素含量在0、400和600 m土壤的暴露下同样显著降低, 相比对照减少了16%、12%和11%.
|
图 5 煤矸石堆积区周边土壤对大麦叶片叶绿素a、叶绿素b和总叶绿素含量的影响 Fig. 5 Effects of soil around the coal gangue stacking area on chlorophyll a, chlorophyll b, and total chlorophyll content of barley leaves |
图 6为矸石山周边土壤暴露7 d后, 大麦幼苗丙二醛含量的变化.随着距矸石山距离的增加, 丙二醛含量逐渐升高, 在200 m土壤的暴露下达到了最大值, 为对照土壤的2.06倍, 而400、600和800 m土壤对其含量影响并不明显.
|
图 6 煤矸石堆积区周边土壤对大麦叶片丙二醛含量的影响 Fig. 6 Effect of soil around the coal gangue stacking area on malondialdehyde content of barley leaves |
图 7为大麦幼苗SOD、CAT、POD和GSH活性的变化. SOD活性在200 m土壤的暴露下显著上升, 相比对照升高了33%. CAT活性在所有土壤处理组的暴露下均显著降低, 0、100、200、400、600和800 m的CAT活性分别比对照降低了46%、43%、36%、48%、34%和44%.而POD和非酶类GSH的活性随着距矸石山距离的增加, 总体呈现出先上升后下降的趋势, 在200 m和800 m土壤的暴露下, GSH的活性相比对照显著上升了约1.81倍和1.16倍.
|
图 7 煤矸石堆积区周边土壤对大麦叶片SOD、CAT、POD和GSH活性的影响 Fig. 7 Effects of soil around the coal gangue stacking area on the SOD, CAT, POD, and GSH activities of barley leaves |
表 4为矸石山周边土壤对大麦根尖细胞48 h有丝分裂指数的影响.仅在0 m和200 m土壤的暴露下, 有丝分裂指数相比对照显著降低, 分别降低了21%和24%.在有丝分裂相分布中, 暴露组中的前期指数相比对照均有显著性降低, 且随着距离的增加, 呈现出先降低后上升的趋势, 中期、后期和末期指数相比对照无显著变化.如表 5所示, 矸石山周边土壤均诱导大麦根尖细胞中微核的发生, 0、100、200、400、600和800 m土壤的微核率相比对照分别增加了约7、6、10、6、9和4.83倍.
|
|
表 4 煤矸石堆积区周边土壤对大麦根尖细胞中有丝分裂指数的影响1)/% Table 4 Effects of soil around the coal gangue stacking area on mitotic index(MI)of barley root tips/% |
|
|
表 5 煤矸石堆积区周边土壤对大麦根尖细胞微核率的影响 Table 5 Effects of soil around the coal gangue stacking area on micronucleus rate of barley root tips |
2.8 煤矸石堆积区周边土壤重金属与植物毒性之间的相关关系
表 6为煤矸石堆积区周边土壤重金属与各植物毒性指标之间的相关性关系.大麦幼苗的芽长和根长与6种重金属之间没有发现显著的相关性, Cr元素分别与芽重、MDA和SOD呈显著的正相关和负相关, As元素与根重呈显著的正相关.同时还观察到Cu元素与叶绿素b和总叶绿素含量呈显著的负相关, 说明土壤中Cu元素的存在能够影响大麦叶片光合作用的进行.此外, Pb和Zn与微核率之间分别为显著的负相关和正相关关系.
|
|
表 6 煤矸石堆积区周边土壤重金属含量与植物毒性之间的相关关系 Table 6 Correlation between soil heavy metal content and phytotoxicity around the coal gangue stacking area |
3 讨论
本研究发现矸石山堆积区周边土壤中的Cd、Pb和Zn元素污染较严重, 其含量明显高于山西省土壤元素背景值, 并随着距矸石山距离越远, 重金属含量呈现出先增加后降低的趋势, 说明矸石山的长久堆积已对周边土壤环境造成了一定程度的污染, 其原因可能是由于矸石中的重金属等污染物质经过长期的雨水淋溶和风化过程, 而逐渐迁移到周边的土壤中[15].在此基础上使用富集因子法发现Cd、Pb和Zn元素污染程度较高, 其余元素污染程度较轻.而相关性分析结果提示Cr和As分别与大麦芽重和根重之间呈显著的正相关, Cu与叶绿素b和总叶绿素含量呈显著的负相关, Zn与根尖细胞微核率之间呈显著的正相关.
植物毒性结果显示, 矸石山周边土壤均诱导大麦幼苗的根长、根重、芽长和芽重显著下降, 以及叶绿素水平变化.类似地, Fiket等[16]的研究发现多个受煤炭开采活动污染的周边土壤显著抑制葱的生长, 并且能够引起脂质过氧化和染色体异常等遗传毒性作用.这可能是由于土壤中多种重金属之间发生串扰或竞争, 从而产生协同或拮抗作用, 其会增强或抑制植物对锰、铁和镁等微量元素的吸收, 最终导致生物量的下降[17, 18].
植物暴露于环境胁迫后会产生过量ROS从而诱导氧化应激反应的发生[19].但当ROS的产生超过了抗氧化剂防御系统的阈值后, 其会作用于脂质或核酸等大分子, 从而诱导脂质过氧化的最终产物MDA含量的上升[20].在本研究中, 暴露于100 m和200 m土壤后, 大麦幼苗中的MDA含量显著升高, 这表明土壤中的污染物质会引起大麦脂质过氧化的发生.酶促和非酶促抗氧化剂的活性与植物体内氧化损伤的水平密切相关[21].本研究中SOD、POD和GSH的活性被显著诱导, 而CAT的活性显著降低. Dazy等[22]的研究同样观察到水生苔藓植物暴露于Cd、Cu、Zn和Pb后均导致其MDA含量的增加, SOD活性上升.作为抗氧化防御系统的第一道防线, SOD可以催化超氧自由基转化为H2 O2, POD和CAT催化H2 O2分解为H2 O和O2, 从而帮助抵抗重金属所引起的损伤和维持氧化还原稳态.然而, 本研究中CAT活性的显著降低可能是由于暴露于高浓度土壤污染物后, ROS的过量产生超过了植物机体内CAT本身的清除能力, 从而导致细胞内蛋白质和酶系的失活.植物细胞遗传毒性中有丝分裂指数和微核率的变化已被广泛用于检测环境中污染物质的生物标志物[23].在本研究中, 煤矸石堆积区周边土壤均诱导有丝分裂前期指数的显著降低和微核率的显著上升, 这可能是由于土壤中重金属等污染物质对细胞线粒体的抑制作用, 并在细胞间期抑制DNA和蛋白质的合成过程, 从而阻止了分裂细胞进入有丝分裂前期, 最终导致大麦根系生长受抑[24, 25].
4 结论(1) 煤矸石堆积区周边土壤中Cd、Pb和Zn的含量平均值均超过山西省土壤元素背景值, 且随着距矸石山的距离越远, 含量呈现出先增加后降低的趋势.富集因子结果同样也显示土壤中Cd、Pb和Zn富集程度较高, 污染较严重.
(2) 暴露于煤矸石堆积区周边土壤后大麦幼苗生长受抑, 且部分土壤能够诱导叶绿素含量降低、MDA含量升高, SOD、POD和GSH活性上升, CAT活性的显著下降, 并且诱导了根尖细胞中MI的降低和MN的显著上升.
(3) 皮尔森相关系数表明, Cr、As和Zn元素分别与大麦芽重、根重和微核率之间呈正相关, Cu和Pb元素分别与叶绿素和微核率之间呈负相关.
| [1] |
姚逸, 邓秋婷, 李艺, 等. 煤矸石的综合治理及其开发利用现状[J]. 中国资源综合利用, 2019, 37(12): 83-85. Yao Y, Deng Q T, Li Y, et al. Comprehensive treatment of coal gangue and its development and utilization status[J]. China Resources Comprehensive Utilization, 2019, 37(12): 83-85. DOI:10.3969/j.issn.1008-9500.2019.12.024 |
| [2] | Pan L B, Ma J, Hu Y, et al. Assessments of levels, potential ecological risk, and human health risk of heavy metals in the soils from a typical county in Shanxi Province, China[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(19): 19330-19340. DOI:10.1007/s11356-016-7044-z |
| [3] | Fan J S, Sun Y Z, Li X Y, et al. Pollution of organic compounds and heavy metals in a coal gangue dump of the Gequan coal mine, China[J]. Chinese Journal of Geochemistry, 2013, 32(3): 241-247. DOI:10.1007/s11631-013-0628-0 |
| [4] |
任珊珊, 毕斌, 郭李凯, 等. 煤矸山复垦重构土壤重金属含量及污染状况评价[J]. 贵州农业科学, 2016, 44(7): 117-120. Ren S S, Bi B, Guo L K, et al. Heavy metal contents and pollution assessment in reclaimed soil of coal waste pile[J]. Guizhou Agricultural Sciences, 2016, 44(7): 117-120. DOI:10.3969/j.issn.1001-3601.2016.07.032 |
| [5] |
丛鑫, 雷旭涛, 付玲, 等. 海州煤矿矸石山周边土壤重金属污染特征及生态风险评价[J]. 地球与环境, 2017, 45(3): 329-335. Cong X, Lei X T, Fu L, et al. Pollution characteristics and ecological risk assessment of heavy metals in soils around the gangue heap of HaiZhou coal mine, China[J]. Earth and Environment, 2017, 45(3): 329-335. |
| [6] | Wang G, Xie Y W, Qin Y, et al. Element geochemical characteristics and formation environment for the roof, floor and gangue of coal seams in the Gujiao mining area, Xishan coalfield, China[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2018, 190: 336-344. DOI:10.1016/j.gexplo.2018.04.007 |
| [7] | Jiang X F, Chen H, Liao Y C, et al. Ecotoxicity and genotoxicity of polystyrene microplastics on higher plant Vicia faba[J]. Environmental Pollution, 2019, 250: 831-838. DOI:10.1016/j.envpol.2019.04.055 |
| [8] |
周启星, 王美娥. 土壤生态毒理学研究进展与展望[J]. 生态毒理学报, 2006, 1(1): 1-11. Zhou Q X, Wang M E. Researching advancement and prospect of soil ecotoxicology[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2006, 1(1): 1-11. |
| [9] | Radić S, Medunić G, Kuharić Ž, et al. The effect of hazardous pollutants from coal combustion activity: phytotoxicity assessment of aqueous soil extracts[J]. Chemosphere, 2018, 199: 191-200. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.02.008 |
| [10] | Cotelle S, Dhyèvre A, Muller S, et al. Soil genotoxicity assessment—results of an interlaboratory study on the Vicia micronucleus assay in the context of ISO standardization[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(2): 988-995. DOI:10.1007/s11356-014-3495-2 |
| [11] |
国家环境保护局, 中国环境监测总站. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. State Environmental Protection Agency, China Environmental Monitoring Station. China soil element background value[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1990. |
| [12] | Sutherland R A. Bed sediment-associated trace metals in an urban stream, Oahu, Hawaii[J]. Environmental Geology, 2000, 39(6): 611-627. DOI:10.1007/s002540050473 |
| [13] |
张宪政. 植物叶绿素含量测定——丙酮乙醇混合液法[J]. 辽宁农业科学, 1986(3): 26-28. Zhang X Z. Determination of plant chlorophyll content acetone ethanol mixture method[J]. Liaoning Agricultural Sciences, 1986(3): 26-28. |
| [14] | GB 15618-2018, 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)[S]. |
| [15] | Li J Y, Wang J M. Comprehensive utilization and environmental risks of coal gangue: a review[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 239. DOI:10.1016/j.jclepro.2019.117946 |
| [16] | Fiket Ž, Medunić G, Vidaković-Cifrek Ž, et al. Effect of coal mining activities and related industry on composition, cytotoxicity and genotoxicity of surrounding soils[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2020, 27(6): 6613-6627. DOI:10.1007/s11356-019-07396-w |
| [17] | Kutrowska A, Małecka A, Piechalak A, et al. Effects of binary metal combinations on zinc, copper, cadmium and lead uptake and distribution in Brassica juncea[J]. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology, 2017, 44: 32-39. DOI:10.1016/j.jtemb.2017.05.007 |
| [18] | Morkunas I, Woźniak A, Mai V C, et al. The role of heavy metals in plant response to biotic stress[J]. Molecules, 2018, 23(9). DOI:10.3390/molecules23092320 |
| [19] | Das K, Roychoudhury A. Reactive oxygen species (ROS) and response of antioxidants as ROS-scavengers during environmental stress in plants[J]. Frontiers in Environmental Science, 2014, 2. DOI:10.3389/fenvs.2014.00053 |
| [20] | Cheng Y L, Zhu L S, Song W H, et al. Combined effects of mulch film-derived microplastics and atrazine on oxidative stress and gene expression in earthworm (Eisenia fetida)[J]. Science of the Total Environment, 2020, 746. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.141280 |
| [21] | Wang C R, Tian Y, Wang X R, et al. Lead-contaminated soil induced oxidative stress, defense response and its indicative biomarkers in roots of Vicia faba seedlings[J]. Ecotoxicology, 2010, 19(6): 1130-1139. DOI:10.1007/s10646-010-0496-x |
| [22] | Dazy M, Masfaraud J F, Férard J F. Induction of oxidative stress biomarkers associated with heavy metal stress in Fontinalis antipyretica hedw[J]. Chemosphere, 2009, 75(3): 297-302. DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.12.045 |
| [23] | Bhat S A, Singh J, Singh K, et al. Genotoxicity monitoring of industrial wastes using plant bioassays and management through vermitechnology: a review[J]. Agriculture and Natural Resources, 2017, 51(5): 325-337. DOI:10.1016/j.anres.2017.11.002 |
| [24] | Kumari M, Khan S S, Pakrashi S, et al. Cytogenetic and genotoxic effects of zinc oxide nanoparticles on root cells of Allium cepa[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 190(1-3): 613-621. DOI:10.1016/j.jhazmat.2011.03.095 |
| [25] | Chen L, Yuan S K, Liu X G, et al. Genotoxicity response of Vicia faba seedlings to cadmium in soils as characterized by direct soil exposure and micronucleus test[J]. Ecotoxicology, 2020, 29(1): 65-74. DOI:10.1007/s10646-019-02138-7 |