相微微，李夏隆，嚴(yán)加坤，劉翠英，王建武，屈香香

（榆林學(xué)院，陜西省陜北礦區(qū)生態(tài)修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，陜西 榆林 719000）

目前，中國(guó)的能源結(jié)構(gòu)仍然以煤炭為主，短期內(nèi)這個(gè)局面不會(huì)被改變。煤氣化技術(shù)是清潔利用煤炭資源的重要途徑和手段，但煤氣化會(huì)產(chǎn)生大量的氣化渣，隨著煤氣化技術(shù)的大規(guī)模推廣，年產(chǎn)生煤氣化渣超過(guò)3 300萬(wàn)t[1]。如何安全低成本的利用煤氣化渣是迫切需要解決的問(wèn)題。目前，國(guó)內(nèi)已有研究團(tuán)隊(duì)開展煤氣化渣用于土壤水體修復(fù)方面的研究，煤氣化渣的這種利用方式符合以廢治廢的環(huán)保理念，且可以規(guī)?；{氣化渣，是將來(lái)煤氣化渣資源化利用的重要途徑之一[2-4]。

煤氣化渣是經(jīng)過(guò)高溫過(guò)程產(chǎn)生的，幾乎不存在有機(jī)污染物，其毒性主要在于含有有害重金屬元素。王曉帥等[5]研究發(fā)現(xiàn)氣化過(guò)程中8 種微量元素（Cr、Zn、Ba、As、Pb、V、Cu、Zn）與原煤相比均表現(xiàn)出富集的趨勢(shì)，相同元素不同氣化工藝富集程度不同，煤氣化渣與原煤相比，微量元素可富集2～10倍。因此，系統(tǒng)研究評(píng)價(jià)氣化渣重金屬生物有效性十分必要，這也是資源化利用尤其是用于土壤水體修復(fù)的前提。

重金屬生物有效性能反映生物對(duì)重金屬的吸收利用程度，是重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估關(guān)鍵參數(shù)，在實(shí)際研究和應(yīng)用中受到更多的關(guān)注[6-8]。然而生物有效性基于化學(xué)和生物學(xué)兩個(gè)概念，因此重金屬生物有效性評(píng)價(jià)目前在國(guó)際上還未形成統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)[9]。

化學(xué)提取法因操作相對(duì)簡(jiǎn)便快捷，而成為目前主要采用的生物有效性評(píng)價(jià)方法，其主要機(jī)理是采用不同的化學(xué)試劑對(duì)重金屬進(jìn)行提取測(cè)定。生物學(xué)評(píng)價(jià)方法，如植物指示法、動(dòng)物指示法和微生物評(píng)價(jià)法可更為直觀、實(shí)際地反映土壤重金屬生物有效性。植物指示法是通過(guò)植物對(duì)重金屬的吸收及重金屬含量變化來(lái)評(píng)價(jià)重金屬污染狀況。微生物對(duì)土壤中重金屬有一定的吸附作用，能通過(guò)各種生化反應(yīng)降低重金屬的生物有效性[6]。因此，通過(guò)測(cè)定微生物對(duì)重金屬的吸附情況，可以對(duì)煤氣化渣中重金屬生物有效性進(jìn)行評(píng)價(jià)。

目前，對(duì)煤氣化渣重金屬生物有效性評(píng)價(jià)的研究尚未見報(bào)道，本研究以榆林煤氣化渣為研究對(duì)象，采用化學(xué)提取法和生物評(píng)價(jià)法（植物指示法和微生物評(píng)價(jià)法）系統(tǒng)評(píng)價(jià)了榆林煤氣化渣重金屬生物有效性，以期為評(píng)估煤氣化渣對(duì)生態(tài)環(huán)境和人體健康的影響提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品來(lái)源及試驗(yàn)材料

煤氣化細(xì)渣和粗渣來(lái)源于榆林某公司。對(duì)照土壤參考《土壤質(zhì)量 自然、近自然及耕作土壤調(diào)查程序指南》（GB/T 36393—2018/ISO 10381-4：2003）中的方法，采自榆林金雞灘礦區(qū)撂荒地0.1 m 深度的表層土壤（38°29″04′N，109°47″49′E，海拔1 186 m），該土壤同時(shí)用于植物指示法培養(yǎng)植物。大豆品種為黑農(nóng)52。耐鹽堿的耐寒短桿菌SDB5（Brevibacterium frigoritoleransSDB5）由本實(shí)驗(yàn)室分離并保存，該菌用于微生物法評(píng)價(jià)重金屬生物有效性。

1.2 化學(xué)提取法

利用改進(jìn)BCR 法逐級(jí)洗脫榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣重金屬[10-11]，利用ICP-MS（ThermoFisher ICAP Q）進(jìn)行重金屬含量測(cè)定。

1.3 植物指示法

參考《肥料中有毒有害物質(zhì)的限量要求》（GB 38400—2019）中陸生植物生長(zhǎng)試驗(yàn)的方法種植大豆，生長(zhǎng)容器為不透水的塑料器皿（直徑12 cm，高14 cm），粗渣和細(xì)渣分別與沙土按1∶1比例復(fù)配，對(duì)照組全部為沙土，生長(zhǎng)14 d 后觀察大豆植株的形態(tài)，并利用ICP-MS（ThermoFisher ICAPQ）進(jìn)行重金屬元素含量測(cè)定。

1.4 微生物評(píng)價(jià)法

按照《土壤pH 的測(cè)定》（NY/T 1377—2007）的方法測(cè)得細(xì)渣和粗渣的pH值在8.0左右，因此選用耐鹽堿的細(xì)菌進(jìn)行本試驗(yàn)。

細(xì)菌培養(yǎng)基配制：稱1 g 煤氣化細(xì)渣，加入到50 mL LB（胰蛋白胨 Tryptone 10 g·L-1，酵母浸提物Yeast Extract 5 g·L-1，氯化鈉NaCl 10 g·L-1，pH 8.0）液體培養(yǎng)基中，121 ℃高溫高壓濕熱滅菌后備用。

細(xì)菌培養(yǎng)：按1∶50接種量接種，28 ℃、220 r·min-1培養(yǎng)24 h 后，沉淀2 h 將菌液與渣體分離。取菌液8 000 r·min-1離心5 min后收集菌體，上清液為培養(yǎng)液。

重金屬含量測(cè)定：把菌體、培養(yǎng)液和處理后的渣體，分別用ICP-MS（ThermoFisher ICAP Q）測(cè)定重金屬含量。

粗渣操作同上述細(xì)渣操作。

1.5 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析及作圖分別采用SPSS 22.0 和WPS 2016。

2 結(jié)果與討論

2.1 榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣的物理結(jié)構(gòu)

掃描電鏡分析結(jié)果表明：細(xì)渣和粗渣都呈現(xiàn)多孔結(jié)構(gòu)，細(xì)渣一般只有一種10 μm 左右的孔隙存在，且棱角分明（圖1A 和圖1B），但粗渣的孔隙直徑比較大，多在80 μm 左右，棱角比較圓滑，且布滿直徑2 μm左右的小坑（圖1C和圖1D）。

2.2 重金屬生物有效性的化學(xué)提取法

根據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）和《肥料中有毒有害物質(zhì)的限量要求》（GB 38400—2019）中對(duì)重金屬和類金屬As 的檢測(cè)項(xiàng)目要求，本研究對(duì)榆林煤氣化渣中的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn、Tl、Co、V和Sb進(jìn)行了測(cè)定。其中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn 是農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（GB 15618—2018）中的基本項(xiàng)目，Cd、Hg、As、Pb、Cr 和 Tl 是 GB 38400—2019 中的基本項(xiàng)目，Ni、Co、V 和 Sb 是 GB 38400—2019 中的可選項(xiàng)目，這是第一次把Tl 作為肥料中有毒有害物質(zhì)的必檢項(xiàng)目。

根據(jù)李玉浸等[12]編著的《中國(guó)主要農(nóng)業(yè)土壤污染元素背景值圖集》可以看出，金雞灘礦區(qū)的Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn 8 種污染元素的含量在陜西省是最低的，只有Cd、Hg 含量和陜西省背景值接近，其余6 種元素的含量約為陜西省土壤元素背景值的1/2[13]。本研究采集金雞灘表層土壤測(cè)定了上述12 種元素的總量作為對(duì)照，結(jié)果表明金雞灘對(duì)照土壤的相關(guān)元素含量比農(nóng)業(yè)土壤污染元素背景值還要低約50%，比陜西省土壤元素背景值低50%～98.5%[13]，對(duì)照土壤沒(méi)有檢測(cè)到Hg 元素，Sb 的含量也非常低，約0.002 mg·kg-（1表1）。對(duì)照土壤相關(guān)元素含量比較低，推測(cè)有3 方面的原因：一是陜北黃土高原區(qū)，背景值低；二是處于撂荒地，人為干擾造成的污染比較小[14]；三是可能采集的表層土壤，受自然因素（光、溫度、風(fēng)、雨）影響較大。

對(duì)煤氣化渣利用改進(jìn)BCR 法進(jìn)行逐級(jí)洗脫，測(cè)定相關(guān)12 種金屬元素含量，結(jié)果表明（表1）：細(xì)渣相關(guān)元素的殘?jiān)鼞B(tài)含量都很低，大部分為非殘?jiān)鼞B(tài)（酸可提取態(tài)、可還原態(tài)和可氧化態(tài)，一般認(rèn)為這3 種化學(xué)態(tài)的金屬元素生物可以吸收），Cr 和V 的非殘?jiān)鼞B(tài)含量較低，分別為87%和78%，其余10 種元素的非殘?jiān)鼞B(tài)含量都在90%以上。粗渣中大部分元素的總量和非殘?jiān)鼞B(tài)含量都比細(xì)渣略高，只有Pb、Tl和Sb的含量比細(xì)渣低，可能與這些金屬元素的性質(zhì)和粗渣的形成過(guò)程有關(guān)。粗渣是爐渣，是經(jīng)過(guò)濕法排出的，因此一部分元素已經(jīng)被水溶解。粗渣元素的非殘?jiān)鼞B(tài)含量變化較大，Cd、Hg、As、Zn、Tl、V 和Sb 的非殘?jiān)鼞B(tài)含量在83%～97%之間，Cu、Ni 和Co 的非殘?jiān)鼞B(tài)含量在51%～61%之間，Pb 和Cr 的非殘?jiān)鼞B(tài)含量低，分別為2%和12%。細(xì)渣中As、Pb、Zn、V 和Sb 沒(méi)有超過(guò)陜西省土壤元素背景值，粗渣中 Pb、Zn、Tl 和 Sb 沒(méi)有超過(guò)陜西省土壤元素背景值，其余元素都超過(guò)陜西省背景值數(shù)倍，其中Hg 超過(guò)背景值最多，細(xì)渣和粗渣Hg 含量分別是陜西省土壤元素背景值的26.8 倍和1 507.7倍[12]。雖然有些元素含量沒(méi)有超過(guò)土壤元素背景值，但其毒性未必小，因?yàn)檫@些元素在細(xì)、粗渣中大部分以非殘?jiān)鼞B(tài)形式存在，容易被生物吸收。

細(xì)渣中12 種元素總量均沒(méi)有超過(guò)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控篩選值（GB 15618—2018）和肥料中含量限值（GB 38400—2019），但是Tl 總量（2.199 mg·kg-1）接近肥料中含量限值2.5 mg·kg-1，粗渣中Cd、Hg和As總量超過(guò)了農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控篩選值，沒(méi)有超過(guò)肥料中含量限值，Cr 總量（861.353 mg·kg-1）超過(guò)了上述兩個(gè)標(biāo)準(zhǔn)的限值。

表1 榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣重金屬測(cè)定結(jié)果和相關(guān)背景值（mg·kg-1）Table 1 Determination results of heavy metals in fine and coarse coal gasification slag of Yulin and relevant background values（mg·kg-1）

2.3 重金屬生物有效性的植物指示法

盆栽試驗(yàn)結(jié)果表明：培養(yǎng)基質(zhì)中添加50%細(xì)渣或粗渣對(duì)大豆幼苗長(zhǎng)勢(shì)有明顯影響；細(xì)渣培養(yǎng)大豆苗植株比較矮小，上部幼嫩葉子為黃色，真葉沒(méi)有展開；粗渣培養(yǎng)大豆苗長(zhǎng)勢(shì)比細(xì)渣培養(yǎng)稍好，所有真葉展開，呈黃綠相間色（圖2）；根部表型與地上部一致，對(duì)照根系最發(fā)達(dá)，其次為粗渣培養(yǎng)苗，細(xì)渣培養(yǎng)苗根系發(fā)育最差（圖3）。上述形態(tài)表型的差異說(shuō)明細(xì)渣和粗渣對(duì)大豆苗生長(zhǎng)均有不良影響，且細(xì)渣影響比粗渣大，毒性較粗渣大，這可能與細(xì)渣中重金屬非殘?jiān)鼞B(tài)含量較高有關(guān)。

大豆苗重金屬含量測(cè)定結(jié)果表明：大豆對(duì)Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu、Ni、Zn、Co 和 V 的吸收沒(méi)有表現(xiàn)出一致增高的規(guī)律（圖4），雖然添加細(xì)渣和粗渣都增加了土壤中相關(guān)元素的含量。植物對(duì)金屬元素脅迫的響應(yīng)機(jī)理非常復(fù)雜，輕度、中度和重度脅迫反應(yīng)都會(huì)有差異，且結(jié)果有時(shí)相互矛盾，輕度脅迫促進(jìn)吸收，重度脅迫時(shí)植物會(huì)主動(dòng)降低對(duì)某些元素的吸收，且金屬元素在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)也不同，并非根中某種元素含量高，莖葉中該元素含量也高。添加煤氣化渣等同于向土壤中同時(shí)添加多種元素，植物對(duì)多種元素脅迫的反應(yīng)與對(duì)一種元素的脅迫反應(yīng)不同，如Cd 和Zn 是同族元素，化學(xué)性質(zhì)非常相似，存在拮抗作用[15]；萬(wàn)子棟等[16]和楊佳等[17]研究也發(fā)現(xiàn)低濃度Cu、Ni復(fù)合脅迫促進(jìn)植物發(fā)芽，互為拮抗作用，高濃度Cu、Ni 復(fù)合脅迫抑制植物發(fā)芽，互為協(xié)同作用。

對(duì)于Tl（圖4I）和Sb（圖4L）元素，添加細(xì)渣和粗渣都極顯著增加了大豆根、莖和葉中含量。對(duì)于細(xì)渣，根、莖、葉中Tl元素含量分別比對(duì)照增加了214.2、343.9、568.2 倍，Sb 元素含量分別比對(duì)照增加了 3.6、29.9、2 084.4倍；對(duì)于粗渣，根、莖、葉中Tl元素含量分別比對(duì)照增加了 39.8、89.5、103.0 倍，Sb 元素含量分別比對(duì)照增加了4.3、40.3、1 677.1倍。

根據(jù)《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)食品中污染物限量》（GB 2762—2017）的要求，新鮮蔬菜Pb 限量為0.1 mg·kg-1，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Pb 含量分別超標(biāo) 1.79 倍和 1.84 倍（圖 4D）；新鮮蔬菜總 Hg 限量為0.01 mg·kg-1，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Hg 含量分別超標(biāo)437.48 倍和469.76 倍（圖4B）；新鮮蔬菜Cr 限量為0.5 mg·kg-1，細(xì)渣培養(yǎng)大豆苗葉沒(méi)有超標(biāo)，但粗渣培養(yǎng)大豆苗葉超標(biāo)1.59 倍（圖4E）；食品中Ni 限量只規(guī)定了油脂及其制品中的指標(biāo)（1.0 mg·kg-1），按照這個(gè)要求，細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Ni 含量分別超標(biāo)17.51 倍和16.41 倍（圖4G）；細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)大豆苗葉中Cd、As含量不超標(biāo)（圖4A、圖4C）；該標(biāo)準(zhǔn)中沒(méi)有規(guī)定Cu、Zn、Tl、Co、V和Sb元素的限量要求。

添加細(xì)渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中Tl 含量分別為2 189.3 μg·kg-1和570.1 μg·kg-1，添加粗渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中 Tl 含量分別為 550.0 μg·kg-1和99.6 μg·kg-1（圖4I），超過(guò)了可食用植物中Tl 的安全限值0.03～0.3 mg·kg-1（干質(zhì)量）[18]。

Tl 屬高毒性金屬，其毒性遠(yuǎn)大于 Pb、Cd、Ni、Cu、Hg等重金屬，環(huán)境Tl暴露可導(dǎo)致地方性Tl中毒，影響胎兒、幼兒生長(zhǎng)發(fā)育等，研究還表明近年來(lái)人群Tl 濃度呈上升趨勢(shì)，Tl對(duì)人類健康的長(zhǎng)期潛在危害無(wú)法估量[19-20]。Tl 作為地殼自然成分，存在于幾乎所有的環(huán)境介質(zhì)中，在自然環(huán)境中的含量普遍較低，但在侏羅紀(jì)有機(jī)頁(yè)巖和煤中可高達(dá)1 000 mg·kg-1[21-22]。Tl化合物的熔點(diǎn)和沸點(diǎn)比較低，導(dǎo)致Tl具有高揮發(fā)性[23]。煤燃燒是環(huán)境中Tl 最重要的人為來(lái)源之一，煤的燃燒產(chǎn)物（爐渣和爐灰）中含有高濃度的T（l平均值1.7～10.7 mg·kg-1），每年釋放到環(huán)境中的 Tl 約有 1/5 源于煤的燃燒[24]。

我國(guó)的侏羅紀(jì)煤層主要分布在西北地區(qū)。榆林、鄂爾多斯和寧東是典型的侏羅紀(jì)煤層分布區(qū)，榆林是國(guó)家級(jí)能源化工基地，大力發(fā)展煤化工產(chǎn)業(yè)，而侏羅紀(jì)煤層的Tl 含量又比較高，因此，應(yīng)加大科學(xué)研究力度，加強(qiáng)榆林Tl 污染監(jiān)測(cè)，了解Tl 在礦區(qū)、工業(yè)廢物、水體和土壤中的含量，調(diào)查清楚Tl的潛在污染源。

2.4 重金屬生物有效性的微生物評(píng)價(jià)法

添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌試驗(yàn)結(jié)果表明：添加細(xì)渣培養(yǎng)細(xì)菌的菌體中重金屬元素含量均高于添加粗渣培養(yǎng)細(xì)菌的，且差異極顯著（P＜0.01）。細(xì)渣培養(yǎng)菌體Cd 含量是粗渣培養(yǎng)菌體的17.4 倍，細(xì)渣培養(yǎng)菌體Hg 含量是粗渣培養(yǎng)菌體的3.8 倍，其余10 種元素，細(xì)渣培養(yǎng)菌體含量比粗渣培養(yǎng)的都高于10 倍（表2）；細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)液中的重金屬含量除了Pb、Cr、Cu、V 的含量差異不顯著外，其余元素含量差異極顯著（P＜0.01），其中細(xì)渣菌液中As、Tl、Sb 含量極顯著高于粗渣菌液（表3）；處理后的細(xì)殘?jiān)谐齌l 外，其余重金屬元素含量均低于粗殘?jiān)?xì)殘?jiān)?、粗殘?jiān)械腍g、Tl、Sb含量差異不顯著，細(xì)殘?jiān)蠵b、Cr含量低于粗殘?jiān)溆嘣睾繕O顯著低于粗殘?jiān)≒＜0.01）（表4）。由此可見，添加細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)的菌體中重金屬含量有一定的規(guī)律，而培養(yǎng)液及殘?jiān)兄亟饘俸繀s沒(méi)有明顯的規(guī)律。上述結(jié)果表明，氣化渣培養(yǎng)菌體中金屬元素含量的多少不僅是由渣中相關(guān)元素含量多少?zèng)Q定，細(xì)渣培養(yǎng)菌體元素含量高而粗渣培養(yǎng)菌體元素含量低，可能還與細(xì)渣和粗渣粒徑和孔隙大小不同有關(guān)，細(xì)渣的物理結(jié)構(gòu)有利于細(xì)菌吸附重金屬元素，而粗渣的物理結(jié)構(gòu)不利于細(xì)菌吸附重金屬元素，菌體重金屬含量是微生物評(píng)價(jià)法的關(guān)鍵指標(biāo)，從細(xì)菌吸附重金屬的量來(lái)看，粗渣的毒性較小，這與植物試驗(yàn)結(jié)果一致。前人研究也表明土壤中金屬元素含量存在明顯的粒級(jí)效應(yīng)，在細(xì)粒級(jí)土壤中含量較高，表現(xiàn)為金屬元素含量隨土壤粒徑的減小而增大，并且金屬元素在較細(xì)粒級(jí)上的累積作用明顯強(qiáng)于粗粒級(jí)[25-27]。

表2 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌菌體中重金屬含量（μg·kg-1）Table 2 Heavy metals contents in bacteria by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

表3 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌培養(yǎng)液中重金屬含量（μg·kg-1）Table 3 Heavy metals contents in bacteria culture medium by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

表4 添加煤氣化細(xì)渣和粗渣培養(yǎng)細(xì)菌后的殘?jiān)兄亟饘俸浚é蘥·kg-1）Table 4 Heavy metals contents in residue by adding fine or coarse coal gasification slag（μg·kg-1）

3 結(jié)論

（1）榆林煤氣化細(xì)渣和粗渣的物理結(jié)構(gòu)差異明顯，細(xì)渣粒徑和孔隙小，孔隙類型單一，粗渣粒徑大，孔隙大小不等。

（2）細(xì)渣重金屬非殘?jiān)鼞B(tài)含量均在90%以上，粗渣重金屬非殘?jiān)鼞B(tài)含量變化較大，主要是由兩種渣的產(chǎn)出工藝和重金屬化學(xué)性質(zhì)不同造成的。

（3）細(xì)渣中12 種重金屬總量均沒(méi)有超過(guò)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控篩選值和肥料中含量限值，但是Tl總量接近肥料中含量限值。粗渣中Cd、Hg和As總量超過(guò)了農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控篩選值，沒(méi)有超過(guò)肥料中含量限值，Cr總量超過(guò)了上述兩個(gè)標(biāo)準(zhǔn)的限值。

（4）添加細(xì)渣、粗渣培養(yǎng)的大豆苗的莖和葉中Tl含量超過(guò)了可食用植物中Tl 的安全限值，Pb、Hg、Ni和Cr 含量超過(guò)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限量要求。侏羅紀(jì)煤富Tl，榆林氣化渣Tl毒性不容忽視。

（5）添加細(xì)渣培養(yǎng)細(xì)菌的菌體重金屬含量都極顯著高于添加粗渣的菌體含量，說(shuō)明細(xì)渣中重金屬容易被細(xì)菌吸附。

（6）化學(xué)提取法、植物指示法和微生物評(píng)價(jià)均表明榆林煤氣化細(xì)渣重金屬生物有效性更強(qiáng)，毒性較粗渣大。雖然煤氣化渣中重金屬總量（Cr 除外）均沒(méi)有超過(guò)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控篩選值和肥料中含量限值，但重金屬生物有效性受土壤、水體和污染物等介質(zhì)的pH、Eh（氧化還原電位）以及生物種類等多種因素影響，植物指示法結(jié)果表明大量添加細(xì)渣和粗渣可以造成多種重金屬在植物地上部分積累，積累量已超過(guò)食品中污染物限量要求。

（7）煤氣化渣直接用于土壤水體修復(fù)要慎重，不建議用于農(nóng)田，以防止重金屬在植物可食部位大量積累，進(jìn)入食物鏈，危害人類健康；可以先把煤氣化渣用于礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)與重建，長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)煤氣化渣中重金屬的賦存形態(tài)變化和遷移規(guī)律，以進(jìn)一步評(píng)價(jià)煤氣化渣的安全性。