李 琦，韓亞芬

(宿州學(xué)院 環(huán)境與測(cè)繪工程學(xué)院，安徽 宿州 234000)

煤礦區(qū)農(nóng)田土壤-豆類作物系統(tǒng)的重金屬富集狀況及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

李 琦，韓亞芬

(宿州學(xué)院 環(huán)境與測(cè)繪工程學(xué)院，安徽 宿州 234000)

以宿州煤礦區(qū)為例，通過現(xiàn)場(chǎng)采樣和室內(nèi)試驗(yàn)測(cè)定，探討了土壤-豆類作物系統(tǒng)中重金屬元素Cu、Pb、Zn、Cr、Cd和Mn 的含量特征及富集狀況，并利用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)和健康風(fēng)險(xiǎn)模型對(duì)土壤及農(nóng)作物的安全風(fēng)險(xiǎn)水平進(jìn)行了評(píng)估，結(jié)果表明：礦區(qū)農(nóng)田土壤中Cd嚴(yán)重超標(biāo)，導(dǎo)致土壤潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)達(dá)到強(qiáng)等級(jí)程度；豆類作物對(duì)土壤中各重金屬元素的富集系數(shù)依次為Zn>Cu>Cd>Mn>Pb>Cr，大豆與綠豆相比，更易于吸收Cu、Pb、Cd和Mn，而對(duì)Zn和Cr的富集能力稍弱；兩種日均攝食量情境下，豆類作物的重金屬致癌危害風(fēng)險(xiǎn)以Cr最高，風(fēng)險(xiǎn)值超出ICRP和USEPA的最大可接受風(fēng)險(xiǎn)水平，而非致癌危害風(fēng)險(xiǎn)以Cu最高，風(fēng)險(xiǎn)值高于HCEPD的可忽略風(fēng)險(xiǎn)水平。

煤礦區(qū)；豆類作物；重金屬；富集狀況；健康風(fēng)險(xiǎn)

伴隨著能源需求的快速增長(zhǎng)和煤礦開采量的不斷攀升，大量的重金屬有害元素由地下深部轉(zhuǎn)至地表，并通過多種遷移方式擴(kuò)散到周邊農(nóng)田土壤。它們?cè)谕寥乐械某坷鄯e不僅對(duì)農(nóng)業(yè)環(huán)境系統(tǒng)產(chǎn)生嚴(yán)重影響，同時(shí)還能夠經(jīng)過農(nóng)作物食物鏈途徑進(jìn)入人體，對(duì)居民的身體健康形成危害[1]。目前，圍繞著農(nóng)田-作物系統(tǒng)重金屬富集及風(fēng)險(xiǎn)判別，學(xué)術(shù)界已有多篇論著刊出，如陳志凡等針對(duì)北京市土壤-小麥系統(tǒng)Pb污染的研究發(fā)現(xiàn)，雖然小麥籽實(shí)對(duì)土壤中Pb的吸收能力較低(富集系數(shù)僅為0.0044)，但部分樣品Pb含量卻高出農(nóng)作物標(biāo)準(zhǔn)限值[2]；王兵等通過野外種植試驗(yàn)研究了采煤坍陷復(fù)墾地土壤-蕎麥作物系統(tǒng)的重金屬污染狀況，結(jié)果發(fā)現(xiàn)復(fù)墾地土壤存在較高的Cd污染風(fēng)險(xiǎn)，而蕎麥對(duì)Cd和Pb均有較強(qiáng)的富集能力，且收獲期的富集效果明顯高于花期[3]；方鳳滿等對(duì)蕪湖市三山區(qū)蔬菜和土壤重金屬含量的研究表明，該區(qū)蔬菜對(duì)重金屬的富集系數(shù)總體偏低，其中葉菜類蔬菜對(duì)As和Pb的富集能力較強(qiáng)，花果類蔬菜對(duì)Zn、Cu、Mn、Cr、Ni、Co和Fe元素的富集效果明顯，而化學(xué)致癌物Cr則是導(dǎo)致蔬菜健康風(fēng)險(xiǎn)主要元素[4]?？v觀上述研究，所涉及到的農(nóng)作物品種主要是谷類作物和蔬菜產(chǎn)品，而針對(duì)于豆類作物的研究極為罕見。實(shí)際上，雖然目前我國(guó)人均豆類產(chǎn)品食用量距國(guó)外發(fā)達(dá)國(guó)家尚有不小差距，但隨著人們生活水平的不斷提高和對(duì)飲食健康的逐漸重視，富含蛋白質(zhì)及膳食纖維的豆類產(chǎn)品食用量將有望大幅上升。

宿州市位于安徽省北部，煤炭資源豐富，同時(shí)也是我國(guó)重要的糧食生產(chǎn)基地。近年來，隨著該市煤炭開采量的不斷增長(zhǎng)，煤礦區(qū)農(nóng)業(yè)環(huán)境系統(tǒng)中出現(xiàn)了明顯的重金屬元素富集[5-6]。本文針對(duì)于礦區(qū)土壤-豆類作物系統(tǒng)，通過現(xiàn)場(chǎng)采樣和室內(nèi)試驗(yàn)測(cè)定，分析了土壤-豆類作物系統(tǒng)中重金屬元素含量及富集狀況，進(jìn)而分別對(duì)土壤潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)及豆類作物食用安全風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)估，以期為礦區(qū)農(nóng)業(yè)環(huán)境治理提供參考信息。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

選擇桃園、蘆嶺和朱仙莊三個(gè)煤礦區(qū)，分別在其周邊300m范圍內(nèi)布設(shè)采樣點(diǎn)。共設(shè)定采樣點(diǎn)42個(gè)，其中桃園礦18個(gè)、蘆嶺礦9個(gè)、朱仙莊礦15個(gè)。在每個(gè)采樣點(diǎn)處，首先劃定出0.5m×0.5m大小的豆類作物種植地塊，對(duì)應(yīng)采集表層土壤(0～20cm)和豆類作物樣品各1份，分別放入自封袋中并貼上標(biāo)簽。共采集樣品84份(其中包括土壤樣品42份，大豆樣品29份，綠豆樣品13份)。樣品采集后送至安徽省煤礦勘探工程技術(shù)研究中心實(shí)驗(yàn)室中作進(jìn)一步的處理和分析。

1.2 樣品預(yù)處理與元素含量測(cè)定

1.2.1 土壤與豆類作物樣品預(yù)處理 首先將采集到新鮮土壤樣品平鋪于干凈的紙上，攤成約2cm厚的薄層，并放置于干凈整潔的室內(nèi)通風(fēng)處自然風(fēng)干。在風(fēng)干過程中，要剔除樣品中的石礫、動(dòng)植物殘?bào)w等雜物，同時(shí)翻動(dòng)土壤以加速風(fēng)干速度。樣品風(fēng)干后，經(jīng)瑪瑙研磨磨細(xì)，用100目尼龍篩篩分，過篩后的樣品保存待用。準(zhǔn)確稱取0.200g(精確到0.001g)的過篩土樣置于聚四氟乙烯坩堝中，用幾滴去離子水潤(rùn)濕后，迅速加入10mL HCl，在電熱板上低溫加熱至坩堝內(nèi)溶液為5mL時(shí)，加入15mL HNO3，繼續(xù)加熱至近粘稠狀，再加入10mL HF和5mL HClO4并加熱除硅，直至白煙冒盡、溶液呈粘稠狀，用稀HCl沖洗內(nèi)壁溶解殘?jiān)㈥P(guān)閉加熱板。待溶液冷卻后，用去離子定容至100mL待測(cè)。

對(duì)于采集的豆類作物樣品，首先將樣品籽粒剝出，放入燒杯置于烘箱內(nèi)，恒溫(110℃)殺青30min后，將烘箱溫度調(diào)至60℃，烘干2h至恒重取出。將烘干后的樣品放入組織破碎機(jī)內(nèi)，打成粉末狀后過60目尼龍篩，過篩后的樣品保存待用。取0.500g(精確到0.001g)的過篩樣品置于50mL玻璃燒杯內(nèi)，滴入7.5mL HNO3，放在電加熱板上加熱溶解至無棕?zé)熋俺?，再加?.5mL HCl和3mL HClO4，繼續(xù)加熱至白煙冒盡，待消解液澄清后，用稀HCl沖洗玻璃燒杯內(nèi)壁，并關(guān)閉電加熱板。待溶液冷卻后，用去離子水定容至50mL待測(cè)。

1.2.2 重金屬含量測(cè)定 樣品重金屬元素含量分別采用火焰原子吸收分光光度法(Cu、Zn、Cr、Mn)和石墨爐法(Pb、Cd)測(cè)定，所用儀器為原子吸收分光光度計(jì)(普析通用，TAS-990FG，北京)。為保證測(cè)試結(jié)果的準(zhǔn)確性，建立的標(biāo)準(zhǔn)曲線相關(guān)系數(shù)分別達(dá)到0.99(火焰法)和0.999(石墨爐法)以上，同時(shí)實(shí)驗(yàn)過程中均使用優(yōu)級(jí)純?cè)噭?，盛放樣品所用到的器皿在使用前均?jīng)過24h的酸液浸泡，并用去離子水清洗3次。

1.3 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

1.3.1 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù) 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法最早由瑞典學(xué)者Hakanson提出，是以重金屬元素的含量、種類及生物毒性為基礎(chǔ)，根據(jù)土壤或沉積物對(duì)重金屬污染的敏感程度劃分其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)的評(píng)估方法[7-8]。計(jì)算公式如下：

(1)

表1 重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)劃分

1.3.2 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型 根據(jù)重金屬元素對(duì)人體健康的危害機(jī)制不同，可將其劃分為化學(xué)致癌物和化學(xué)非致癌物兩類[9]。采用USEPA推薦的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型計(jì)算豆類作物中兩類元素引發(fā)的健康風(fēng)險(xiǎn)，其中化學(xué)致癌物和化學(xué)非致癌物的健康風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算公式分別如下：

(2)

(3)

(4)

式(4)中，V為豆類作物的日均食用攝取速率，本文根據(jù)翟鳳英等對(duì)目前我國(guó)居民食物攝取量的調(diào)查結(jié)果以及中國(guó)營(yíng)養(yǎng)學(xué)會(huì)推薦的合理膳食結(jié)構(gòu)，分別設(shè)定0.016kg·d-1和0.050kg·d-1兩種攝食量情境[10-11]；Ci/j為豆類作物中第i或j種元素的平均質(zhì)量濃度(單位：mg/kg)；M為當(dāng)?shù)鼐用竦钠骄w重，取60kg。

2 結(jié)果與分析

2.1 煤礦區(qū)農(nóng)田土壤及豆類作物重金屬元素含量分析

研究區(qū)內(nèi)農(nóng)田土壤中各重金屬元素含量如圖1所示。從圖中可知，土壤中Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Mn的平均含量分別為28.896、23.355、59.080、67.171、0.365和474.348 mg/kg，與安徽省土壤元素含量背景值相比，Cu、Cd的元素平均含量分別是背景值的1.42和3.76倍，Pb、Zn、Cr和Mn的平均含量均未超出背景值；而與國(guó)家土壤二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)相比，只有Cd存在超標(biāo)，超標(biāo)率為21.67%；從各元素的變異系數(shù)來看，大小依次為Zn(39.62%)>Cu(27.24%)>Cd(22.66%)>Mn(16.68%)>Pb(14.50%)>Cr(12.56%)，除Zn為強(qiáng)變異水平外，其余元素均為中等變異水平。

豆類作物中重金屬含量的統(tǒng)計(jì)特征值見表2所示。由表2可以看出，大豆和綠豆兩種作物體內(nèi)重金屬元素含量高低均呈現(xiàn)：Zn>Mn>Cu>Pb>Cr>Cd，二者除Zn含量的平均值大致相同外，其余元素的平均含量差異明顯，其中大豆中Cu、Pb、Cd和Mn含量明顯高于綠豆，分別是綠豆含量的1.48、1.25、1.72和1.35倍，而Cr含量則低于綠豆，僅為綠豆的0.76倍；另外，與我國(guó)農(nóng)業(yè)部頒布的《糧食(含谷物、豆類、薯類)及制品中鉛、鎘、鉻、汞、硒、砷、銅、鋅等八種元素限量》(NY 861—2004)標(biāo)準(zhǔn)值相比，兩種作物均存在部分樣品Pb超標(biāo)，而其余元素含量都低于標(biāo)準(zhǔn)限值。

表2 煤礦區(qū)豆類作物重金屬元素含量的統(tǒng)計(jì)特征值

2.2 豆類作物重金屬富集特征分析

農(nóng)作物重金屬富集系數(shù)是指作物可食部位重金屬含量與根部土壤重金屬含量的比值，用以反映作物對(duì)土壤重金屬元素的吸收能力。從本研究區(qū)內(nèi)豆類作物的重金屬富集系數(shù)計(jì)算結(jié)果來看(見表3)，大豆和綠豆作物的重金屬富集系數(shù)大小順序相同，均依次為Zn>Cu>Cd>Mn>Pb>Cr，其中Zn、Cu和Cd的富集系數(shù)顯著高于其它元素，這與荊旭慧等[12]對(duì)谷類作物和蔬菜的研究結(jié)論基本一致，說明這三種元素在農(nóng)田土壤-作物系統(tǒng)中易于遷移和吸收，其次為Mn和Pb，而Cr的遷移能力最差。同時(shí)，兩種作物的差異性則表現(xiàn)在它們對(duì)同一重金屬元素的富集系數(shù)有所不同，其中大豆對(duì)Cu、Pb、Cd和Mn的吸收能力明顯強(qiáng)于綠豆，而對(duì)Zn和Cr的吸收能力又較之綠豆稍弱。

表3 煤礦區(qū)豆類作物的重金屬元素富集系數(shù)

2.3 重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

2.3.1 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 依據(jù)潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)計(jì)算公式(1)，計(jì)算出煤礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)Eri和總潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI，結(jié)果見表4所示。由表4可知，土壤重金屬總潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI處于73.450～245.902之間，平均值為128.197，屬于強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。而各重金屬元素的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)Eri依次為：Cd>Cu>Pb>Cr>Zn>Mn，其中Cd的Eri平均值高達(dá)112.887，為極強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，其余元素均在輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。

表4 煤礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)

2.3.2 豆類作物重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 依據(jù)健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)模型計(jì)算公式(2)和(3)，對(duì)豆類作物中重金屬通過食用所致的健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行測(cè)算，結(jié)果見圖2所示。由圖2可知，情境1和情境2下Cr的致癌風(fēng)險(xiǎn)值分別為5.13×10-5a-1和1.60×10-4a-1，其中前者已超出國(guó)際輻射防護(hù)委員會(huì)(ICRP)的最大可接受風(fēng)險(xiǎn)(5.0×10-5a-1)，而后者則高于美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(USEPA)的最大可接受風(fēng)險(xiǎn)(1.0×10-4a-1)；情境1和情境2下Cd的致癌風(fēng)險(xiǎn)值分別為3.56×10-6a-1和1.11×10-5a-1，均超過荷蘭建設(shè)和環(huán)保部(HCEPD)的最大可接受風(fēng)險(xiǎn)(1.0×10-6a-1)。兩種情境下Cr的致癌風(fēng)險(xiǎn)都遠(yuǎn)高于Cd，因此Cr是導(dǎo)致豆類作物重金屬致癌健康風(fēng)險(xiǎn)的最主要元素。

化學(xué)非致癌物所引發(fā)的健康風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較低，數(shù)量級(jí)在10-10～10-8a-1間。兩種情境下各元素的風(fēng)險(xiǎn)值大小順序表現(xiàn)一致，為Cu>Pb>Mn>Zn，其中Cu在情境1和情境2下的風(fēng)險(xiǎn)值遠(yuǎn)高出其余三種元素，分別為1.18×10-8a-1和3.70×10-8a-1，均超過荷蘭建設(shè)和環(huán)保部(HCEPD)推薦的可忽略風(fēng)險(xiǎn)水平(1.0×10-8a-1)，說明Cu是引發(fā)豆類作物重金屬非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)的主要元素，而Pb、Mn和Zn在兩種情境下的風(fēng)險(xiǎn)值則都低于可忽略風(fēng)險(xiǎn)水平。

注：情境1—攝食量按照當(dāng)前我國(guó)居民豆類產(chǎn)品每人日均食用量(0.016 kg·d-1)取值；情境2—攝食量按照中國(guó) 營(yíng)養(yǎng)學(xué)會(huì)推薦的豆類產(chǎn)品日均食用量(0.050 kg·d-1)取值。

3 結(jié)論與建議

本文通過對(duì)宿州煤礦區(qū)農(nóng)田土壤-豆類作物系統(tǒng)中重金屬元素的富集狀況及安全風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行分析，得出如下結(jié)論：(1)煤礦區(qū)土壤Cd含量超出安徽省土壤元素含量背景值和國(guó)家土壤二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，部分豆類作物樣品Pb含量超出農(nóng)業(yè)部標(biāo)準(zhǔn)限值。(2)豆類作物對(duì)不同重金屬元素的富集系數(shù)大小依次為Zn>Cu>Cd>Mn>Pb>Cr，其中土壤中的Zn、Cu和Cd最易被豆類作物吸收；與綠豆作物相比，大豆作物對(duì)Cu、Pb、Cd和Mn的吸收能力較強(qiáng)，而對(duì)Zn和Cr的吸收能力稍弱。(3)研究區(qū)內(nèi)農(nóng)田土壤重金屬污染總體表現(xiàn)為強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)，其中Cd的單因子生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)系數(shù)Eri遠(yuǎn)高于其余元素，屬于極強(qiáng)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)；在不同的豆類產(chǎn)品日均攝食量情境下，Cr的致癌健康風(fēng)險(xiǎn)值均遠(yuǎn)高于Cd，分別超出ICRP(情境1)和USEPA(情境2)的最大可接受風(fēng)險(xiǎn)水平，而Cu的非致癌健康風(fēng)險(xiǎn)值在四種化學(xué)非致癌物中最高，已超過HCEPD推薦的可忽略風(fēng)險(xiǎn)水平，因此Cr和Cu分別是導(dǎo)致導(dǎo)致豆類作物重金屬致癌風(fēng)險(xiǎn)和非致癌風(fēng)險(xiǎn)的最主要元素，應(yīng)優(yōu)先預(yù)防和控制。(4)針對(duì)目前宿州煤礦區(qū)土壤和農(nóng)作物中重金屬安全風(fēng)險(xiǎn)問題，建議盡快開展系統(tǒng)全面的農(nóng)業(yè)環(huán)境監(jiān)測(cè)調(diào)查和污染防治，以保障農(nóng)業(yè)系統(tǒng)生態(tài)安全，降低農(nóng)作物食用健康風(fēng)險(xiǎn)。

[1]呂曉男,孟賜福,麻萬諸. 重金屬與土壤環(huán)境質(zhì)量及食物安全問題研究[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2007,15(2):197-200.

[2]陳志凡,趙燁,谷蕾,等. 基于農(nóng)業(yè)區(qū)位論的北京市土壤-小麥系統(tǒng)中重金屬Pb積累特征及其健康風(fēng)險(xiǎn)[J]. 地理科學(xué),2012,32(9):1142-1147.

[3]王兵,盧茸,郭翠花,等. 煤礦塌陷區(qū)復(fù)墾地土壤-作物系統(tǒng)中的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 水土保持學(xué)報(bào),2011,25(3):117-120.

[4]方鳳滿,汪琳琳,謝宏芳,等. 蕪湖市三山區(qū)蔬菜中重金屬富集特征及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29(8):1471-1476.

[5]袁新田,張春麗,孫倩,等. 宿州市煤礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量特征[J]. 環(huán)境化學(xué),2011, 30(8): 1451-1455.

[6]李琦,韓亞芬,許東升,等. 煤矸石場(chǎng)附近3種糧食作物的重金屬富集特征及污染評(píng)價(jià)[J]. 安全與環(huán)境學(xué)報(bào),2014,14(5):321-326.

[7]Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control: A sediment ecological approach[J]. Water Research, 1980, 14: 975-1001.

[8]徐爭(zhēng)啟,倪師軍,庹先國(guó),等. 潛在生態(tài)危害指數(shù)法評(píng)價(jià)中重金屬毒性系數(shù)計(jì)算[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2008,31(2):112-115.

[9]丁昊天,袁興中,曾光明,等. 基于模糊化的長(zhǎng)株潭地區(qū)地下水重金屬健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境科學(xué)研究,2009,22(11): 1323-1328.

[10]翟鳳英,何宇納,馬冠生,等. 中國(guó)城鄉(xiāng)居民食物消費(fèi)現(xiàn)狀及變化趨勢(shì)[J]. 中華流行病學(xué)雜志,2005,26(7): 485-488.

[11]中國(guó)營(yíng)養(yǎng)學(xué)會(huì). 中國(guó)居民膳食指南[M]. 北京:人民出版社,2011.

[12]荊旭慧,李戀卿,潘根興. 不同環(huán)境下土壤作物系統(tǒng)中重金屬元素遷移分配特點(diǎn)[J]. 生態(tài)環(huán)境 2007,16(3):812-817.

(責(zé)任編輯：李孟良)

Enrichment Condition and Risk Assessment of Heavy Metals in Soil-Leguminous Crops System in Coal Mining Area

LI Qi, HAN Ya-fen

(School of Environment and Surveying Engineering, Suzhou University, Suzhou 234000, China)

In this paper, 42 soil samples, 29 soybean samples and 13 mung samples were collected from cropland surrounding coal mine, and then concentration characteristics, enrichment condition and safety risk level of heavy metals in soil-leguminous crops system we analyzed, using atomic absorption spectrophotometry(AAS), potential ecological risk index and health risk assessment model. The results showed that Cd in cropland soil surrounding coal mine had exceeded the second high grade of national standard, which caused the high potential ecological risk of soil. The enrichment coefficient of 6 heavy metal elements from soil to leguminous crops was followed by the order of Zn>Cu>Cd>Mn>Pb>Cr. Moreover, Cu, Pb, Cd and Mn absorbing capacity of Soybean was higher than mung, whereas the Zn and Cr were reverse Under two situations, the carcinogenic risk value of Cr and the non-carcinogenic risk value of Cu were the highest, in that the former exceeded the maximum allowance risk levels recommended by ICRP(situation 1) and USEPA(situation 2), and the latter exceeded the negligible risk level recommended by HCEPD.

Coal mining area； Leguminous Crops； Heavy metal； Enrichment condition； Health risk

2014-09-20

安徽省教育廳自然科學(xué)重點(diǎn)研究項(xiàng)目(KJ2014A251)；宿州學(xué)院安徽省煤礦勘探工程技術(shù)研究中心開放課題(2013YKF05)。

李琦(1982-)，男，安徽省界首市人，碩士，講師，主要從事環(huán)境評(píng)價(jià)與防治研究。

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1673-8772(2015)01-0047-06