沈乾杰，劉品楨，杜啟露，劉曉媛，吳 迪

（1.貴州師范大學(xué) 山地與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴州 貴陽550001；2.黔南民族師范學(xué)院 化學(xué)化工學(xué)院，貴州 都勻558000）

鉛鋅礦區(qū)的礦業(yè)活動會對周圍土壤造成多種重金屬的復(fù)合污染，成礦過程中產(chǎn)生的鎘、砷、銅等同屬親硫元素，做為鉛鋅礦雜質(zhì)的伴生元素也會同時向環(huán)境中排放，在周圍農(nóng)田中累積。土壤－農(nóng)作物系統(tǒng)是重金屬暴露人群的重要途徑和關(guān)鍵界面［1］，土壤重金屬富集于農(nóng)作物可食用部分，繼而通過口暴途徑最終進(jìn)入人體，對人們健康產(chǎn)生危害［2］。因此國內(nèi)外針對礦區(qū)土壤重金屬及食用作物健康風(fēng)險評價的研究較多［3-6］。

礦區(qū)廢棄地占用大量的土地資源，大量的礦業(yè)活動使礦區(qū)周圍植被遭受大量破壞，導(dǎo)致大量農(nóng)用地資源浪費(fèi)，形成水土及礦質(zhì)資源流失［7］，又因基質(zhì)理化條件差，重金屬含量高，使植物在尾礦廢棄地土壤上自然生長極其困難［6］。為了遏制和改善礦產(chǎn)資源開采后礦區(qū)的水土流失和生態(tài)環(huán)境，人為復(fù)耕是水土保持和土地恢復(fù)的重要手段，復(fù)耕中進(jìn)行植物修復(fù)從而降低土壤重金屬含量［4］。盡管較多研究針對礦區(qū)稻米及菜葉類蔬菜種植地重金屬污染情況，但大多研究僅僅只是對礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬現(xiàn)狀進(jìn)行評價，并沒有對當(dāng)?shù)匦迯?fù)土壤重金屬提出合理的方案。實(shí)地調(diào)查發(fā)現(xiàn)，礦區(qū)周圍不少農(nóng)戶以追求最大經(jīng)濟(jì)效益，在缺乏科學(xué)理論指導(dǎo)下盲目利用礦區(qū)廢棄耕地、不科學(xué)地種植作物，導(dǎo)致部分礦區(qū)作物重金屬含量超標(biāo)、土壤中重金屬自然修復(fù)慢等問題，重金屬富集于作物食用部分，長期食用會使人產(chǎn)生重金屬中毒，造成環(huán)境公害?。ㄍ赐床　⑺畟R?。┮约啊岸敬竺住钡仁称肺廴臼录?。因此，分析礦區(qū)農(nóng)田作物—土壤污染特征，合理規(guī)劃作物種植模式，對保障礦區(qū)作物安全至關(guān)重要。本研究選取了貴州省都勻市具有代表性的DX 廢棄鉛鋅礦區(qū)周圍耕地，探究復(fù)耕10 a后不同種植地自然修復(fù)的重金屬變化情況，土壤中重金屬分布格局及不同作物的重金屬富集水平，查明不同土壤—作物系統(tǒng)重金屬污染綜合質(zhì)量，重新規(guī)劃研究區(qū)作物利用地。以期為鉛鋅礦區(qū)復(fù)耕植物修復(fù)重金屬工程提供理論支持，并進(jìn)一步促進(jìn)農(nóng)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展，保障農(nóng)產(chǎn)品安全。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于貴州省都勻市，三都縣固壩村的DX鉛鋅礦區(qū)，屬亞熱帶季風(fēng)溫潤氣候，年平均降雨量1 400 mm，雨熱同季，年平均氣溫16.1 ℃，無霜期300 d左右，鉛鋅礦探明量為3.60×105t。DX 鉛鋅礦區(qū)為喀斯特山區(qū)典型富Cd鉛鋅礦區(qū)，研究區(qū)占地3.00×104m2，地勢平坦（海拔774.09 m±70.32 m）。研究區(qū)距離DX 鉛鋅礦區(qū)尾礦廢棄地西南方向2 km 左右，西南部有數(shù)條進(jìn)入礦區(qū)的道路，東北部臨近G312國道，土壤類型為黃壤，PH 值在6.10～7.31之間，為中偏酸性土壤，長期的礦業(yè)活動使得周圍農(nóng)田重金屬超標(biāo)嚴(yán)重，導(dǎo)致周圍農(nóng)田相繼停耕，該礦區(qū)廢棄10 a后相繼對周圍土壤進(jìn)行復(fù)耕。如今樣地類型包括草木荒地、稻米種植地、蔬菜類種植地及積水廢棄地。其中稻米種植面積占據(jù)研究區(qū)一半以上，中部及東北部主要種植稻米（Oryzɑsɑtivɑ），西南部耕地主要種植佛手瓜（Sechium edule）、西紅柿（Lycopersicon esculentum）、黃瓜（Cucumis sɑtivus）、姜（Zingiber officinɑle），西北部主要種植紅薯（Ipomoeɑbɑtɑtɑs）。西邊中部地區(qū)主要種植蒟蒻（Amorphophɑllus konjɑc），作物主要用做當(dāng)?shù)鼐用裆攀常糠至魍ㄓ谑袌觥?/p>

1.2 樣品采集

在分析研究區(qū)土地利用類型、面積以及地質(zhì)背景的基礎(chǔ)上，按網(wǎng)格布點(diǎn)法布置28個30 m×30 m 樣方，樣方內(nèi)采用對角線五點(diǎn)采樣法，用不銹鋼鏟取0—20 cm 左右的耕地層土壤，樣土除去砂礫、雜草、大顆粒雜質(zhì)；將5點(diǎn)樣土混合均勻，采用四分法取樣1 kg左右，轉(zhuǎn)入聚乙烯自封袋，采用GPS定位儀記錄經(jīng)緯度，并對當(dāng)時地理環(huán)境及氣候情況進(jìn)行記錄，采集方法參照土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范HJ／166-2004進(jìn)行，采樣及試驗(yàn)過程中使用均為非有色金屬材質(zhì)工具，共采取28個土壤樣品。

根據(jù)不同種植區(qū)采集對應(yīng)的植物樣，每個區(qū)域按土壤布點(diǎn)樣方，根據(jù)樣地面積大小實(shí)際調(diào)整采樣，保證每個采樣地至少有5個左右植物可食用部分樣進(jìn)行混合，采集過程避免腐壞植物。共采集植物樣水稻5個，西紅柿4個，姜、蘿卜各2個，紅薯、黃瓜、佛手瓜各1個。蔬菜樣品取可食用部分，稻米樣品去殼。在實(shí)驗(yàn)室用去離子水洗凈。

1.3 分析方法及質(zhì)量控制

（1）土壤前處理［6］。待樣品自然風(fēng)干，除去大顆粒雜質(zhì)，通過瑪瑙研磨，依次過1.00 mm 和0.125 mm 篩，采用四分法取樣，裝入聚乙烯自封袋待用。參照國家GB／T 22105標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行土壤樣品的測定，精確稱量0.2000 g過0.125 mm 篩土壤，Hg和As采用王水浸提消解法。Pb，Cd，Zn，Cr，Cu 采用“四酸（HCL-HNO3-HClO4-HF）消解法”，經(jīng)高壓密閉消解，參照國家GB／T 17136-17141 標(biāo)準(zhǔn)測定，檢測設(shè)置4個空白樣，2個GBW07408（GSS-8）、GBW07454（GSS-25）土壤成分分析標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)，每5 個樣設(shè)置1個平行樣。

（2）植物前處理［6］。將植物食用部分剝離，用自來水沖洗，再用去離子水洗凈，用不銹鋼小刀將大塊植物切小塊，放入烘箱，先于108 ℃殺青1 h，再調(diào)至50 ℃烘干，用瑪瑙研磨。精確稱量0.500 0 g樣品，用微波消解法進(jìn)行消解。測量方法參照國家標(biāo)準(zhǔn)GB5009.123，GB5009.11-18 執(zhí)行，檢測設(shè)置4 個空白樣，每種植物設(shè)置2 個平行樣，采用柑橘葉GBW10020柑橘葉標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)作為質(zhì)控。

（3）檢測儀器。Hg，As 經(jīng)雙道原子熒光儀（AFS-933，北京吉天儀器有限公司）測量；Pb，Cd，Zn，Cr，Cu經(jīng)原子吸收光譜儀（ZEEnit700P，德國耶拿分析儀器股份公司）測量；高濃度重金屬采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Optima，美國金埃爾默儀器股份有限公司）復(fù)測。

1.4 復(fù)合質(zhì)量影響指數(shù)

復(fù)合質(zhì)量影響指數(shù)（ⅡCQ）是在離子沖量上發(fā)展來評價植物—土壤系統(tǒng)污染情況的方法［8-9］，通過結(jié)合土壤重金屬污染情況與農(nóng)作物污染情況，建立了土壤與農(nóng)作物之間的聯(lián)系，從而確定研究區(qū)土壤—農(nóng)作物的綜合污染情況。公式如下：

式中：ⅡCQs——土壤質(zhì)量指數(shù)；ⅡCQv——作物質(zhì)量指數(shù)；Ci——i重金屬的含量；Csi——i重金屬的《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）（GB15618-2018）》篩選值；CBi——研究區(qū)i 的土壤背景值；n——測定i的氧化數(shù)；N——評價因子數(shù)；Cvi——農(nóng)作物食用部分i金屬的含量；CLSi——GB 2762-2017食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)中i重金屬的限量標(biāo)準(zhǔn)；X，Y——土壤重金屬含量超過國家篩選值和背景值的數(shù)目；Z——作物超過限量標(biāo)準(zhǔn)的因子個數(shù)；k＝5為校正因子［10］。

土壤—蔬菜系統(tǒng)綜合質(zhì)量計(jì)算：

當(dāng)ⅡCQ＞5時，表明該系統(tǒng)受到嚴(yán)重污染。

1.5 富集系數(shù)

富集系數(shù)（BCF）是指植物體內(nèi)某種重金屬含量與土壤中該元素含量的比值［11］，它反映了植物對土壤中重金屬元素的積累能力，表明了植物吸收重金屬的難易程度，BCF 值越大，則植物對重金屬富集能力越強(qiáng)。計(jì)算公式為：

式中：CS——某區(qū)域內(nèi)某種農(nóng)作物的重金屬含量；CV——種植作物區(qū)域內(nèi)土壤重金屬含量均值。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬描述性統(tǒng)計(jì)

異常值出現(xiàn)會導(dǎo)致一個區(qū)域的整體分析出現(xiàn)誤差，利用SPSS箱式圖（圖1）排除異常值后，對重金屬含量做描述性統(tǒng)計(jì)，結(jié)果見表1。以土壤重金屬含量比上貴州省背景值作為富集因子，各種重金屬富集因子表現(xiàn)為：Cd（118.02）＞Zn（45.02）＞Pb（18.65）＞Hg（17.02）＞Cu（1.28）＞As（1.07）＞Cr（0.75），其中Cd高于貴州省背景值2個數(shù)量級，成為富集最為嚴(yán)重的金屬；Zn，Pb，Hg高出1個數(shù)量級，存在富集現(xiàn)象；Cu，As，Cr與貴州省背景值基本相同，不存在重金屬富集的情況。單因子指數(shù)（Pi）為土壤重金屬含量值比上國家限定值，能準(zhǔn)確反映研究區(qū)單元素的污染情況，P≤1為非污染，1＜P≤2為輕污染，2＜P≤3為中度污染，P＞3為重污染［12］。各個元素的Pi表明Cd，Pb，Zn均呈現(xiàn)重度污染的態(tài)勢，Hg，As為警戒級，Cu，Cr為安全級。值得一提的是，土壤中Cd平均值（77.89 mg／kg）已經(jīng)超過管制值（3.0 mg／kg）20倍左右，食用農(nóng)產(chǎn)品不符合質(zhì)量安全標(biāo)準(zhǔn)等農(nóng)用地土壤Cd污染風(fēng)險極高。

表1 表層土壤重金屬含量基本參數(shù)統(tǒng)計(jì)描述

圖1 耕作層土壤重金屬含量箱式圖

2.2 復(fù)耕前地區(qū)土壤重金屬累積差異

吳迪等［13］2008年對研究區(qū)的表層土壤重金屬進(jìn)行了調(diào)查研究，對比復(fù)耕10 a后研究區(qū)的重金屬含量（見表2），考慮到試驗(yàn)條件不同或人為因素造成的系統(tǒng)誤差，CV變幅在1以內(nèi)視為同一水平。CV（As，Cd，Cr）小于1，表明研究區(qū)土壤中As，Cd，Cr 10 a內(nèi)含量變化不明顯；表層土壤中Cu，Zn含量分別降低了51%和65%，主要的原因是Zn，Cu是植物生必須的元素，對植物的生命活動都具有重要功能，植物對于Cu，Zn表現(xiàn)出高富集力，復(fù)耕后作物通過反復(fù)種植—收割過程將土壤中的Cu，Zn帶出研究區(qū)，從而降低表層土壤中Cu，Zn含量。Pb的含量比起10 a前上升了24%，一般條件下，農(nóng)業(yè)土壤中的Pb主要以鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)為主，該形態(tài)下的鉛其生物有效性極低，導(dǎo)致轉(zhuǎn)移能力低，很難被植物所吸收或自己轉(zhuǎn)移，本文研究中也發(fā)現(xiàn)Pb在農(nóng)作物食用部分的富集能力為最低。同時，人們活動的介入（農(nóng)業(yè)活動，車輛進(jìn)入等）會增加Pb在土壤中的累積；Hg的含量小幅度（－15.00%）減小?？傊芯繀^(qū)自然種植作物對土壤中Cu，Zn，Hg修復(fù)具有一定的效果，由于研究區(qū)作物不是人為修復(fù)的首選植物，所以存在修復(fù)周期長，缺乏對高濃度重金屬Cd針對修復(fù)等問題。

表2 10 a間研究區(qū)表層土壤重金屬含量對比

2.3 農(nóng)作物可食用部分重金屬含量特征

表3為研究區(qū)農(nóng)作物可食用部分重金屬含量，Zn的含量高于其他元素兩個數(shù)量級。參考GB 2762-2017食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)，研究區(qū)所有作物Cd含量均超過國家限定值；As，Cr除蒟蒻中超過限定值外，其余農(nóng)作物As，Cr含量在國家標(biāo)準(zhǔn)內(nèi)；Hg在所有作物中含量均未超過國家限定值，Pb在紅薯、姜、蒟蒻含量超標(biāo)3倍以上，其余作物均在限定閾值內(nèi)。研究區(qū)5個國家限定指標(biāo)中，蒟蒻就有4個元素（As，Cd，Cr，Pb）超標(biāo)，為超標(biāo)最嚴(yán)重的作物，稻米中僅Cd超標(biāo)8倍，其余金屬均在限定范圍內(nèi)，為研究區(qū)超標(biāo)最輕的作物。研究區(qū)超標(biāo)差異性明顯，主要因?yàn)椴煌卟说牟煌秤貌糠指患芰Σ煌胺N植地重金屬本身背景值差異較大。研究區(qū)各種作物均出現(xiàn)了不同重金屬的超標(biāo)情況，表明食用研究區(qū)作物會對人產(chǎn)生健康風(fēng)險，因此要人為控制研究區(qū)作物富集重金屬。

表3 農(nóng)作物食用部分重金屬平均含量及國家標(biāo)準(zhǔn)

2.4 土壤－作物污染特征

通過各個農(nóng)作物富集系數(shù)法計(jì)算，得到不同作物對土壤重金屬的富集能力（見表4）?？梢钥闯鲋亟饘龠w移至作物中可食用部分能力大小，所有作物可食用部分富集系數(shù)Cu，Zn在0.1～0.01 之間，富集能力均最強(qiáng)，比起其他重金屬，植物吸收土壤中的Cu，Zn更加主動；Pb，Hg的富集系數(shù)在各個農(nóng)作物中均為最低，表明Pb，Hg從土壤向植物中的遷移效率低，吳江平等［14］的研究中也發(fā)現(xiàn)：Hg，Pb在耕作層土壤中比其他重金屬具有更低的生物有效性。佛手瓜各個元素的富集系數(shù)均低于其他作物，抗富集能力為研究區(qū)最強(qiáng)；蒟蒻中的Cd，Cr，Hg富集系數(shù)高于其他作物一個數(shù)量級以上，表明比起其他作物，Cd，Cr，Hg從土壤遷移至蒟蒻食用部分的效率最高。蒟蒻中Cd，As，Cr，Pb 超出國家限定值的390，2，1.25，62倍，Cd，As，Cr，Pb富集系數(shù)高于其他農(nóng)作物1個數(shù)量級以上，富集系數(shù)表現(xiàn)為最強(qiáng)，同時種植地土壤中重金屬污染情況最為嚴(yán)重，成為研究區(qū)最不應(yīng)該種植的食用性作物。

不同類型的作物表現(xiàn)的富集能力大不相同，莖塊類作物（紅薯、蒟蒻、姜）食用部分Cd，Zn含量高于其他農(nóng)作物1個數(shù)量級，富集系數(shù)遠(yuǎn)高于其他作物，極易富集土壤中的高污染金屬Cd。瓜類（佛手瓜、黃瓜）食用部分中的Cd，Hg 富集系數(shù)低于其他作物1個數(shù)量級，抵抗土壤累積嚴(yán)重的Cd，Hg遷移能力表現(xiàn)最強(qiáng)。

表4 不同作物對土壤重金屬的富集能力

將土壤重金屬及植物重金屬含量代入復(fù)合質(zhì)量指數(shù)（ⅡCQ）公式，結(jié)果如圖2 所示。作物—土壤系統(tǒng)的ⅡCQ 大小順序?yàn)椋荷X蒻（31.17）＞姜（19.55）＞佛手瓜（19.29）＞西紅柿（18.26）＞黃瓜（18.14）＞紅薯（17.35）＞稻米（15.66），蒟蒻—土壤系統(tǒng)的ⅡCQ 表現(xiàn)高于其他系統(tǒng)，為重金屬綜合質(zhì)量最差的系統(tǒng)；姜、佛手瓜、西紅柿、黃瓜、紅薯—土壤系統(tǒng)綜合質(zhì)量表現(xiàn)相近；稻米—土壤系統(tǒng)的整體質(zhì)量表現(xiàn)最好。ⅡCQs表現(xiàn)為：蒟蒻種植區(qū)＞其他蔬菜種植區(qū)＞紅薯種植區(qū)＞水稻種植區(qū)，表明蒟蒻種植區(qū)耕作層土壤重金屬污染最為嚴(yán)重，水稻種植區(qū)最輕。ⅡCQv表現(xiàn)為：蒟蒻＞紅薯＞姜＞手瓜＞西紅柿＞稻米＞黃瓜，莖塊類作物的污染程度位列前三，莖塊類作物食用部分污染最強(qiáng)，與富集系數(shù)法（BCF）結(jié)果相一致。ⅡCQs與ⅡCQv顯示土壤污染程度大小與作物污染程度大小并不一致，表明不同利用地中重金屬的遷移能力不同。研究區(qū)稻米—土壤系統(tǒng)污染盡管最輕，但糙米Cd含量仍然超過國家標(biāo)準(zhǔn)8倍，對人體會產(chǎn)生健康風(fēng)險。農(nóng)作物中重金屬含量值最終是由土壤背景值及重金屬遷移至農(nóng)作物的效率所決定的，探究不同農(nóng)作物與土壤協(xié)調(diào)作用，合理分配不同作物的種植區(qū)域，能讓研究區(qū)土壤重金屬的治理更加合理。

圖2 農(nóng)作物－土壤系統(tǒng)重金屬綜合質(zhì)量影響指數(shù)

2.5 基于GIS的Tominson負(fù)荷污染評價及修復(fù)措施

為對研究區(qū)種植土壤重金屬整體情況進(jìn)行評價，土壤重金屬的空間分布特征是鑒別污染物來源和高污染熱點(diǎn)地區(qū)非常有效的方法［12］，因此采用Tominson負(fù)荷污染指數(shù)法［15］以《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）為標(biāo)準(zhǔn)參數(shù)，并用GIS技術(shù)通過反距離加權(quán)插值法對土壤重金屬含量進(jìn)行插值擬合，進(jìn)行符號化處理，對區(qū)域進(jìn)行分級，得到綜合污染空間格局（見附圖9）。從附圖9可以看出研究區(qū)存在不同程度的污染，空間格局呈現(xiàn)區(qū)域分異性特征，重度污染區(qū)域分布在研究區(qū)兩山之間蒟蒻種植區(qū)域及部分荒地，低污染區(qū)域分布在西南部及中部大部分區(qū)域，以重污染區(qū)為中心，形成高風(fēng)險帶，向外擴(kuò)散呈現(xiàn)遞減趨勢。除紅薯外的蔬菜種植區(qū)域，土壤污染程度較深，蒟蒻種植區(qū)域甚至出現(xiàn)峰值；稻米種植地土壤污染最小，東北部稻米種植區(qū)重金屬污染程度小于中部地區(qū)，與ⅡCQ 結(jié)果表現(xiàn)一致。

研究區(qū)污染情況復(fù)雜，但地勢相對平坦，重金屬污染格局呈現(xiàn)塊狀分布，有利于修復(fù)工程的實(shí)施。結(jié)合農(nóng)田土壤重金屬含量分析以及農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量分析結(jié)果可以得出：Cd在土壤及作物食用部分超標(biāo)情況嚴(yán)重，為主要控制因子。目前研究區(qū)復(fù)耕10 a后，其Cd耕作層土壤并沒有明顯下降，因此，應(yīng)對研究區(qū)的種植模式進(jìn)行了重新規(guī)劃（見附圖10）。水稻種植地及部分荒地輕度污染區(qū)域，耕作層土壤重金屬含量相對較低且占地面積較大，ⅡCQ 表明稻米為研究區(qū)污染最小作物，除Cd部分超標(biāo)外，其余重金屬含量均在健康范圍內(nèi)，為不改變當(dāng)?shù)貍鹘y(tǒng)種植習(xí)慣，可繼續(xù)種植稻米，但種植稻米過程中要利用鈍化措施，如施加鈍化劑等與低積累作物或經(jīng)濟(jì)作物結(jié)合［16］的方式以降低作物中Cd的富集；對于污染區(qū)域較輕的荒地，如土壤基質(zhì)好，可進(jìn)行開荒復(fù)耕；對于基質(zhì)較差的區(qū)域，通過覆土復(fù)墾技術(shù)［17］，待土壤基質(zhì)達(dá)到種植要求后，可種植耐受性較強(qiáng)、抗重金屬富集的經(jīng)濟(jì)作物。中度污染區(qū)域靠近進(jìn)山的多條道路，長期種植各種蔬菜作物，其種植作物富集能力不同，導(dǎo)致食用部分超標(biāo)情況存在差異，考慮到當(dāng)?shù)鼐用竦慕?jīng)濟(jì)效益，采用低累積作物阻隔技術(shù)［18］對土壤進(jìn)行重金屬修復(fù)，種植當(dāng)?shù)乜垢患芰^強(qiáng)的瓜類作物，如佛手瓜、黃瓜等；蒟蒻種植地及部分荒地嚴(yán)重污染部分，蒟蒻Cd含量已經(jīng)超過國家標(biāo)準(zhǔn)360倍，表明Cd含量會對人產(chǎn)生嚴(yán)重的健康危害，該地區(qū)不適合種植食用性作物。因此建議采取徹底修復(fù)的方式，種植非食用性的超富集作物，采取活化劑與植物修復(fù)相結(jié)合的方式［19］，提高土壤中的Cd的生物活性，加強(qiáng)重金屬遷移效率，通過收割超富集植物，從而達(dá)到快速降低耕作層土壤重金屬的目的。研究區(qū)對Cd富集能力最強(qiáng)的蒟蒻，其富集系數(shù)也只為0.64，Cd含量39.62 mg／kg，其Cd的吸收能力不能達(dá)到植物修復(fù)土壤重金屬的要求（Cd＞100 mg／kg）［5］，研究區(qū)本身作物已經(jīng)不能修復(fù)土壤中的Cd污染。蜈蚣草（Eremochloɑciliɑris）中的Cd富集系數(shù)高達(dá)11.14，同時能富集Zn，也是目前研究較多的As超富集植物，蜈蚣草對高濃度重金屬表現(xiàn)出較強(qiáng)的耐受性，維護(hù)費(fèi)用低［20］，可考慮作為研究區(qū)植物修復(fù)的先行植物；龍葵（Solɑnum nigrum）其生物量大，且生長周期短，較適宜用來修復(fù)鎘污染土壤，但其Cd地上部分鎘含量（536 mg／kg）相對較低［21］，也可作為備選植物。待該地區(qū)Cd含量降低后，在考慮種植低富集作物，并在土壤中加入化學(xué)鈍化劑。

3 討論

研究區(qū)東北部稻米種植區(qū)距離廢棄礦區(qū)相對較遠(yuǎn)，因此受礦業(yè)活動的直接影響較小，蔡立梅等［1］研究表明礦區(qū)土壤重金屬污染程度與距離礦區(qū)距離成正相關(guān)，即使在礦區(qū)廢棄10 a后，周圍農(nóng)田仍然呈現(xiàn)該規(guī)律性；荒地雜草區(qū)域的污染程度空間分布差異明顯，實(shí)地調(diào)查發(fā)現(xiàn)，該區(qū)域主要生長野生草本植物和灌木種類繁多，表明不同草本植物及灌木對土壤重金屬污染修復(fù)存在差異。研究區(qū)從西南向東北重金屬污染程度逐漸下降，西南地區(qū)有多條進(jìn)入礦山的道路，汽車尾氣，運(yùn)輸過程中散落廢渣沉積是造成重金屬偏高的主要原因［22］，同時該區(qū)域距離廢棄礦區(qū)相對較近，因此長期受到礦業(yè)活動的直接影響。東北部區(qū)域距離礦區(qū)較遠(yuǎn)，且沒有通往礦區(qū)的道路，長期使用山澗溪流灌溉，因此礦堆積區(qū)廢水的灌溉、大氣降塵可能是該地區(qū)土壤重金屬污染的主要原因。先前研究多側(cè)重于正在開采礦山周邊土壤重金屬研究，周圍土壤主要污染源輸入來自于礦業(yè)活動的直接影響，而本研究中礦業(yè)活動也停止10 a，除了人為耕作擾動外，無其他較大干擾，主要污染源從曾經(jīng)的礦業(yè)活動直接污染轉(zhuǎn)變?yōu)榈缆愤\(yùn)輸、污染水灌溉等可人為控制的污染及大氣降塵，成土母質(zhì)等自然污染。研究耕地位于山區(qū)低洼地段，因此山間含尾砂雨水沖涮產(chǎn)生的滲透液多沉積于此，導(dǎo)致土壤As，Pb，Cd等重金屬超標(biāo)嚴(yán)重。除地理原因造成的污染源外，當(dāng)?shù)剞r(nóng)戶噴灑農(nóng)藥和除草劑，施肥，生活垃圾是研究區(qū)重金屬主要來源之一，特別是多Zn肥料及代森鋅、福美鋅等農(nóng)藥的使用，是Zn元素的重要來源。根據(jù)研究區(qū)土壤重金屬評價結(jié)果以及復(fù)耕10 a后土壤中重金屬變化情況，其Pb含量的上升，表明在人為管理選礦廢水和尾砂庫以及自然環(huán)境的凈化作用下，其Pb污染源并沒有完全切斷。若能合理規(guī)劃進(jìn)山道路，重新修建水渠，引入健康活水，能有效降低土壤中Pb的含量。

何騰兵等［23］在對貴州喀斯特山區(qū)不同母質(zhì)（巖）發(fā)育的土壤研究發(fā)現(xiàn)，喀斯特山區(qū)的土壤Cd，Pb含量明顯高于其他母質(zhì)土壤，喀斯特山區(qū)的Cd具有雙富集機(jī)制。獨(dú)特的背景加上Cd易遷移的機(jī)制是造成研究區(qū)土壤中Cd污染貢獻(xiàn)最大的主要原因，喀斯特山區(qū)主要以富Cd鉛鋅礦為主，Zn含量極高，Cd屬于分散元素，Cd作為鉛鋅礦廢棄元素在廢棄堆積地積累最多，土壤中多種重金屬積累嚴(yán)重，多元素的協(xié)同作用，增加Cd活性及解率，促進(jìn)了蔬菜食用部分對Cd的吸收，植物吸收Cd較其他重金屬更易從土壤中轉(zhuǎn)移到蔬菜的可食部分［24］，與本次研究基本一致。經(jīng)10 a的作物耕作，耕作層Cd（Pi＝259.64）屬于嚴(yán)重污染態(tài)勢，并沒有下降趨勢。因此，應(yīng)重新規(guī)劃研究區(qū)作物種植系統(tǒng)，優(yōu)先控制研究區(qū)Cd，合理利用植物修復(fù)有效降低Cd含量。

4 結(jié)論

（1）研究區(qū)耕作層土壤通過10 a復(fù)耕，Cu，Zn，Hg含量分別降低了51%，65%，15%，Pb 上升了24%，其Cd，As，Cr變化不明顯。Cd，Pb，Zn均呈現(xiàn)重度污染的態(tài)勢，Hg，As為警戒級，Cu，Cr為安全級，對比貴州背景值，Cd，Zn，Pb，Hg在土壤中都存在重金屬累積，其中Cd 累積最為嚴(yán)重?；贕IS 的Tominson負(fù)荷污染評價表明重度污染區(qū)域集中在蒟蒻種植區(qū)及部分荒地區(qū)域，中度污染區(qū)域主要種植其他蔬菜，輕度污染區(qū)域包含稻米種植區(qū)及大部分荒地。

（2）作物食用部分Cd富集最為嚴(yán)重，富集指數(shù)法（BCF）表明蒟蒻富集重金屬能力最強(qiáng)，其次為稻米，佛手瓜的抗富集能力最強(qiáng)；重金屬更容易富集到莖塊類作物食用部分中，不易遷移到瓜類蔬菜的果實(shí)中。目前研究區(qū)種植作物中，復(fù)合質(zhì)量指數(shù)法（ⅡCQ）表明蒟蒻—土壤系統(tǒng)為研究區(qū)污染最為嚴(yán)重的系統(tǒng)，稻米—土壤系統(tǒng)的綜合質(zhì)量表現(xiàn)最優(yōu)，但稻米中Cd仍然超過國家篩選值8倍，研究區(qū)作物分布很不合理。

（3）根據(jù)“適地適樹”的原則，確定了研究區(qū)合理的種植模式，對于重度污染區(qū)域采用蜈蚣草等超富集植物修復(fù)及活化劑共同作用；中度污染區(qū)域主要種植抗富集蔬菜及阻絕污染源的方式；輕度污染區(qū)域主要控制污染水源灌溉農(nóng)田及利用覆土復(fù)耕技術(shù)開發(fā)荒地。