白婧，張文，張思思，向國紅，徐會娟，鄭玉，張新，段仁燕*

（1.湖南人文科技學(xué)院農(nóng)業(yè)與生物技術(shù)學(xué)院，湖南婁底 417000；2.華南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，廣州 510642）

重金屬是土壤中的持久性有毒污染物，長期存在于自然生態(tài)系統(tǒng)中，對人類健康構(gòu)成威脅[1]。位于湖南省中部地區(qū)的錫礦山擁有世界上儲量最大的銻礦，享有“世界銻都”之稱[2]。尾礦的開采和冶煉是重金屬污染的主要來源，尾礦渣的堆積和酸性礦山廢水的排放將大量重金屬轉(zhuǎn)移到礦區(qū)周邊的土壤和植物中。錫礦山地區(qū)經(jīng)過一百多年的無序開采和冶煉，開采過程中產(chǎn)生的“三廢”未經(jīng)有效處理，礦渣隨意堆積，其中的重金屬經(jīng)過擴散、吸附、大氣沉降等過程使周邊土壤重金屬含量增加，對礦山的生態(tài)環(huán)境造成嚴(yán)重破壞，帶來潛在生態(tài)風(fēng)險，對周邊人群健康產(chǎn)生極大威脅[3-4]。據(jù)統(tǒng)計，錫礦山地區(qū)受重金屬污染耕地面積共有2 054.9 hm2，其中已不再適合作為耕地利用的重度污染土壤面積達(dá)1 112.3 hm2[5]。因此，對錫礦山地區(qū)土壤重金屬污染現(xiàn)狀進行調(diào)查，并評價其生態(tài)風(fēng)險是極其必要的。

土壤重金屬污染不僅會引起生態(tài)環(huán)境質(zhì)量惡化，還會影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，重金屬污染的農(nóng)產(chǎn)品通過食物鏈傳遞進入人體，危害人類健康[6]。采礦區(qū)和冶煉區(qū)周邊是土壤重金屬高風(fēng)險區(qū)，研究表明錫礦山銻礦附近土壤中Sb濃度高達(dá)5 045 mg·kg-1，并伴有高濃度的As 和Hg 污染[7]。礦區(qū)廢水、灰塵中Sb、As、Cd、Pb、Hg 和Zn 的平均含量均超出湖南省背景值，Sb 是主要的生態(tài)風(fēng)險因子[8-9]。Sb 和As 屬于同一主族的非必需有毒元素，兩者是銻類礦物中常見的伴生物，往往在采礦和冶煉銻礦過程中產(chǎn)生[10]。由于具有致癌性，且對人類、微生物和植物均具有毒性，Sb 和As已被美國環(huán)境保護署（USEPA）和世界衛(wèi)生組織（WHO）列為優(yōu)先關(guān)注的污染物。研究表明，在錫礦山種植的水稻和蔬菜等作物對Sb 和As 存在不同程度的富集，給當(dāng)?shù)鼐用駧砹私】碉L(fēng)險[11-12]。

重金屬污染具有長期性、高毒性和隱蔽性等特點，土壤重金屬污染修復(fù)是當(dāng)前環(huán)境治理的關(guān)鍵問題。近年來，植物修復(fù)以其綠色、廉價和潛在經(jīng)濟效益等優(yōu)點，迅速成為國內(nèi)外生物修復(fù)研究的熱點[13]。目前，已有不少學(xué)者對生長于礦區(qū)的優(yōu)勢植物展開了調(diào)查研究。Wan 等[14]發(fā)現(xiàn)柔毛堇菜（Viola principis）對Cd、Pb 和As 具有超富集能力。張龍等[15]發(fā)現(xiàn)延胡索（Corydalis yanhusuo）、旱芹菜（Carum bretschneideri）和毛連菜（Picris hieracioides）對Cd有較強的富集和轉(zhuǎn)運能力。由于人們對銻污染關(guān)注度不高，相關(guān)的植物修復(fù)技術(shù)還處于起步階段[16]。因此研究錫礦山優(yōu)勢植物對重金屬的富集吸收特點，篩選出合適的修復(fù)植物種類，有利于提高該地區(qū)土壤重金屬的修復(fù)效率。

鑒于此，本研究通過野外調(diào)查，采集錫礦山主要礦區(qū)表層土壤和優(yōu)勢植物，分析土壤、植物中重金屬的含量，研究土壤重金屬的來源和生態(tài)風(fēng)險現(xiàn)狀，探究優(yōu)勢植物對重金屬的吸收與富集特性，初步篩選具有重金屬富集與耐性的植物，以期為礦區(qū)污染土壤的環(huán)境治理和生態(tài)恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域為湖南省冷水江市錫礦山，地處湖南中部，資江中游，雪峰山北段南麓。冷水江市屬湘中丘陵區(qū)，地勢呈南北高、中部低不對稱的馬鞍形，海拔162～1 072 m，年平均氣溫16 ℃，年平均降水1 418 mm[17]。

1.2 樣品采集

1.2.1 土壤樣品采集

錫礦山從北到南共設(shè)16 個采樣點，包括遠(yuǎn)離廠礦的鹽井塘水庫（YJT）、龍王池水庫（LWC）附近的雜草地，以及現(xiàn)在仍然運行的廠礦森熠銻業(yè)（SYA）、冷水江市獅子山銻業(yè)（SZS）、錫礦山閃星銻業(yè)北礦區(qū)（SXN）和錫礦山閃星銻業(yè)南礦區(qū)（SXS）附近的雜草地。每個采樣點的土壤樣品采用1 m×1 m 梅花五點采樣法，螺旋取土器在樣方四角及中心位置采集0～20 cm 的表層土壤，混勻后用聚乙烯密封袋密封保存。采樣點分布如圖1所示。

圖1 研究區(qū)土壤采樣點分布Figure 1 Distribution of soil sampling points in the research area

1.2.2 植物樣品的采集

采集土壤樣方內(nèi)具有代表性、數(shù)量較多的礦區(qū)優(yōu)勢植物，每種采集三株。將表層雜草、碎石等清除后，找出植株根系位置，距根系5～10 cm 處將包裹根系的土壤完整挖出，植株用聚乙烯密封袋裝好并標(biāo)記。7種優(yōu)勢植物包括：小飛蓬（Erigeron canadensisL.）、蕨[Pteridium aquilinumvar.latiusculum（Desv.）Underw.ex Heller]、艾（Artemisia argyiLévl.et Van.）、苧麻[Boehmeria nivea（L.）Gaudich.]、醉魚草（Buddleja lindleyanaFort）、黃花蒿（Artemisia annuaL.）和芒（Miscanthus sinensisAnderss.）。

1.3 樣品處理

1.3.1 土壤樣品

土壤樣品置于室內(nèi)經(jīng)自然風(fēng)干、除雜后過100 目尼龍網(wǎng)篩，裝入聚乙烯密封袋保存?zhèn)溆?。土壤中重金屬Cr、Zn、Cd、Pb 含量經(jīng)HNO3-HCl-HClO4消解后，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（iCAP Qc）進行測定。重金屬As、Hg、Sb 含量經(jīng)王水消解后，采用原子熒光光度計（AFS-2100）進行測定。Cr、Zn、Cd、Pb、As、Hg、Sb 的檢出限分別為0.240、0.970、0.002、0.240、0.001、0.002、0.010 mg·kg-1。以環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)土壤（GBW07407，中國標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)檢定中心）進行分析質(zhì)量控制，質(zhì)控樣品的各重金屬元素含量回收率均在92%～108%范圍內(nèi)。

1.3.2 植物樣品

植物先用自來水清洗，再用去離子水反復(fù)清洗后自然晾干。將植物按器官分開，放入電熱干燥箱105 ℃殺青30 min，再降溫至65 ℃烘干至恒質(zhì)量，碾碎，裝入聚乙烯密封袋中備用。植株各器官樣品中As和Sb含量采用HNO3-HClO4-H2SO4混酸濕法消解，原子熒光光度計（AFS-2100）測定。As 和Sb 的檢測限值均為0.01 mg·kg-1。

1.4 土壤重金屬污染評價方法

1.4.1 潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法

潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法[18]的計算公式為：

1.4.2 人體健康風(fēng)險評價

土壤中的重金屬可以通過經(jīng)口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入途徑進入人體。人體日均暴露ADD經(jīng)口攝入、ADD皮膚接觸、ADD呼吸吸入（mg·kg-1·d-1）計算公式[20-21]分別為：

表1 重金屬污染潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法評價分級標(biāo)準(zhǔn)Table 1 Classification criteria of potential ecological risk index method for heavy metal pollution

公式（3）、（4）和（5）中：Ci為土壤中重金屬i的含量，mg·kg-1；其他參數(shù)取值參考我國《污染場地風(fēng)險評估技術(shù)導(dǎo)則》中暴露評價推薦值[22]和美國環(huán)保署暴露因子手冊[20]（表2）。

表2 健康風(fēng)險評價模型暴露參數(shù)Table 2 Model exposure parameters of health risk assessment

重金屬的健康風(fēng)險評價結(jié)果分為兩種：一種是非致癌效應(yīng)，用單種重金屬i的非致癌風(fēng)險指數(shù)（HQi）及多種重金屬總非致癌風(fēng)險指數(shù)（HI）表示；另外一種是致癌效應(yīng)，用單種重金屬i的致癌風(fēng)險度（CRi）和總致癌風(fēng)險度（CRI）表示。公式如下：

公式（6）～（9）中：i為重金屬元素；j為某種暴露途徑；ADDij為重金屬i在第j種暴露途徑下的日均暴露量，mg·kg-1·d-1；RfD為參考劑量，mg·kg-1·d-1；SF為不同暴露途徑下致癌風(fēng)險斜率因子，kg·d·mg-1；參考值見表3[21，23]。若土壤中重金屬的HQi和HI 小于1，說明非致癌健康風(fēng)險可以忽略；若大于1，說明存在非致癌健康風(fēng)險；若大于10，說明有慢性致毒效應(yīng)。若土壤中重金屬的CRi和CRI小于可接受致癌風(fēng)險水平10-6～10-4，說明對人群健康沒有負(fù)面影響[22]。

1.5 優(yōu)勢植物富集和轉(zhuǎn)移能力分析

富集系數(shù)（Enrichment coefficient，EC）、轉(zhuǎn)運系數(shù)（Transfer factor，TF）和根系滯留率[24]的計算公式如下：

式中：C1為植物地上部分重金屬含量，mg·kg-1；C2為植物地下部分的重金屬含量，mg·kg-1；C3為土壤中的重金屬含量，mg·kg-1。

1.6 統(tǒng)計分析

采用Microsoft Office Excel 2010 對基礎(chǔ)數(shù)據(jù)進行整理，ArcGIS 用于編制樣本分布圖，PASW Statistics 18.0 對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析和相關(guān)性分析，采用Origin 2019進行主成分分析和制圖。

表3 重金屬不同暴露途徑的參考劑量（RfD，mg·kg-1·d-1）和斜率系數(shù)（SF，kg·d·mg-1）Table 3 Reference doses（RfD，mg·kg-1·d-1）and slope coefficient（SF，kg·d·mg-1）of different exposure pathways for heavy metals

2 結(jié)果與討論

2.1 土壤重金屬含量及污染程度

錫礦山土壤重金屬含量如表4所示，呈Sb＞Zn＞Cr＞Pb＞As＞Cd＞Hg，均已超過湖南省土壤背景值，分別為背景值的557.8、2.6、1.3、2.7、3.0、55.0 倍和25.8 倍，說明采樣點土壤均受到不同程度的污染，與何孟常等[25]研究結(jié)果一致。

所采集的土壤中，Sb、Cd 和Hg 的超標(biāo)率達(dá)到100%，且變異系數(shù)較大，說明其在土壤中分布不均勻，積累效應(yīng)明顯，受人類活動影響最大。Sb 的采礦和冶煉活動經(jīng)常產(chǎn)生以硫化物形式存在的殘留物，其含有高水平的Sb，如輝銻礦，冶煉廠的廢氣通過沉降進入表層土壤，廢渣通過雨水的淋溶滲濾作用使表層土壤重金屬富集，以上可能是土壤Sb 含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于背景值的原因[26]。

2.2 土壤重金屬元素特征及來源分析

對16 個土壤樣品的Cr、Zn、Cd、Pb、As、Hg 和Sb含量特征值進行主成分分析（圖2）。結(jié)果顯示，大于1 的特征值共有2 個，其對應(yīng)的2 個主成分累積貢獻了總變量的76.8%，表明前2 個主要成分可代表原始數(shù)據(jù)的大部分特征信息。第1 主成分的貢獻率為56.4%，因子變量在Zn、Cd、Pb 和As 的含量上具有較高的載荷量，載荷量分別達(dá)到0.942、0.905、0.865 和0.761。此外，Pearson 相關(guān)性分析表明Zn 與Cd、Pb、As 之間相關(guān)性達(dá)到極顯著水平（P＜0.01，表5），表明Zn 和Cd、Pb、As 具有相同的來源。另外，從表4 可以看出，Zn、Cd、Pb 和As 的高含量點位主要集中在錫礦山閃星銻業(yè)南礦區(qū)（樣點11、13、16）。這些點位受到閃星銻業(yè)銻礦開采和冶煉工業(yè)活動中產(chǎn)生的“三廢”影響。因而，從Zn、Cd、Pb 和As 對第1 主成分的貢獻來看，PC1 代表采礦、冶煉等相關(guān)人為活動過程對土壤的重金屬污染。第2 主成分的貢獻率為20.4%，主要表現(xiàn)在Hg 和Sb 的含量上具有較高的載荷量，兩元素之間無顯著相關(guān)性（P＜0.05，表5）。Hg 和Sb 的含量均值高于背景值，高含量點位主要集中在錫礦山閃星銻業(yè)北礦區(qū)（樣點14）和獅子山銻業(yè)（樣點2）。這可能是由于周邊冶煉廠在銻生產(chǎn)和運輸過程中產(chǎn)生的廢氣、廢渣等受大氣沉降等作用直接或間接地污染周邊地區(qū)。因此PC2也屬人為污染源，但與PC1的人為污染來源不一致。

表4 錫礦山土壤重金屬含量（mg·kg-1）Table 4 Contents of heavy metals in soils of Xikuangshan（mg·kg-1）

圖2 土壤樣品重金屬含量主成分分析Figure 2 Principal component analysis of the total heavy metal concentrations

表5 重金屬相關(guān)性分析Table 5 Correlation analysis of heavy metals

綜上，多元統(tǒng)計分析表明錫礦山地區(qū)的采礦、工業(yè)活動和其他人為因素是影響土壤Zn、Cd、Pb、As、Sb和Hg 含量的主要原因，但重金屬污染來源并不完全一致。

2.3 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價

研究區(qū)域內(nèi)7 種土壤重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險因子和綜合潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)RI 如圖3 所示。重金屬Cr、Zn、Pb 和As 的平均潛在生態(tài)風(fēng)險因子小于40，屬低生態(tài)風(fēng)險；重金屬Sb、Cd 和Hg 的平均潛在生態(tài)風(fēng)險因子大于320，屬極高生態(tài)風(fēng)險。因此結(jié)合土壤中重金屬的含量（表4），Sb、Cd 和Hg 是該地區(qū)土壤主要的污染風(fēng)險元素，可能會對當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境和人體健康帶來危害。

研究區(qū)域各樣點總重金屬的RI 分布范圍為398.63～21 364.11，存在較高至極高的生態(tài)風(fēng)險，以較高和極高為主，所占比例達(dá)到31.25%和62.50%。鹽井塘水庫和龍王池區(qū)域（樣點5、6、7、8、9）的RI值介于300～600之間，生態(tài)風(fēng)險相比其他樣點低，可能是由于這兩個地區(qū)距礦區(qū)較遠(yuǎn)。森熠銻業(yè)、獅子山銻業(yè)和閃星銻業(yè)區(qū)域（樣點1、2、3、4、10、11、12、13、14、16）的RI值均大于1200，具有極高生態(tài)風(fēng)險，說明企業(yè)長期的采礦、選礦和生產(chǎn)活動導(dǎo)致周邊土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險較高。

2.4 人體健康風(fēng)險評價

2.4.1 人體健康非致癌風(fēng)險評價

非致癌風(fēng)險如表6所示。成人和兒童的HQi值均表現(xiàn)為：經(jīng)口攝入＞皮膚接觸＞呼吸吸入，表明經(jīng)口攝入是錫礦山地區(qū)非致癌風(fēng)險的主要途徑。不同重金屬非致癌風(fēng)險因子大小表現(xiàn)為Sb＞As＞Cr＞Pb＞Hg＞Cd＞Zn，其中成人和兒童的HQSb值分別為7.32、52.3，其余6 種重金屬HQi值均小于1，說明Sb 是研究區(qū)土壤中主要的非致癌重金屬元素，其他重金屬對人體健康尚不存在非致癌風(fēng)險。成人和兒童的HI平均值大于1，表明該區(qū)土壤重金屬整體對成人和兒童構(gòu)成非致癌健康風(fēng)險。綜上，研究區(qū)域土壤重金屬非致癌風(fēng)險中經(jīng)口攝入是主要暴露途徑，Sb 是研究區(qū)土壤中主要非致癌因子，尤其對兒童有較大的非致癌健康威脅。Sb 具有慢性毒性[27]，需要當(dāng)?shù)鼐用窠o予重視，加強對Sb的風(fēng)險防控。

2.4.2 人體健康致癌風(fēng)險評價

三種途徑下重金屬元素Cr、Cd、Pb 和As 致癌風(fēng)險如表6 所示。成人和兒童的同一元素不同暴露途徑的CRi大小與非致癌風(fēng)險相同，經(jīng)口攝入途徑中，重金屬致癌風(fēng)險度表現(xiàn)為As＞Cr＞Cd＞Pb；CRi均值在可接受范圍，說明單項重金屬對人體健康尚不存在致癌風(fēng)險。從致癌風(fēng)險總指數(shù)來看，兒童的CRI超過致癌風(fēng)險閾值，主要由As 的經(jīng)口攝入途徑導(dǎo)致。進一步說明經(jīng)口攝入是重金屬危害人體健康的主要途徑，已經(jīng)對當(dāng)?shù)貎和a(chǎn)生了致癌風(fēng)險。

圖3 土壤重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價Figure 3 Potential ecological risk assessment of heavy metals in soil

表6 致癌與非致癌風(fēng)險值Table 6 Carcinogenic and non-carcinogenic risk values

綜上所述，經(jīng)口攝入途徑是主要危害途徑，且兒童的健康風(fēng)險明顯高于成人，土壤中重金屬Sb 和As分別是非致癌健康風(fēng)險、致癌健康風(fēng)險主要因子。礦區(qū)開采產(chǎn)生的“三廢”使周邊土壤累積大量重金屬，當(dāng)?shù)鼐用裢ㄟ^農(nóng)業(yè)活動與其直接接觸，對人體造成健康風(fēng)險[28]。兒童健康風(fēng)險明顯大于成人，可能是由于兒童好動造成其與土壤主動接觸幾率高于成人[29]。相關(guān)部門需加強對礦區(qū)的監(jiān)督，制定土壤修復(fù)策略，減少人體對重金屬的吸收量[30]。

2.5 不同優(yōu)勢植物各部位對重金屬的累積能力差異

研究區(qū)不同優(yōu)勢植物各部位As、Sb含量（表7）表明，苧麻、醉魚草、黃花蒿、小飛蓬、艾和芒對Sb 的累積量遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過As，可能與土壤中Sb 和As 形態(tài)不同有關(guān)[4]。不同植物對重金屬的吸收轉(zhuǎn)運差異必然會影響植物體內(nèi)重金屬的分布，苧麻、醉魚草、黃花蒿、艾和小飛蓬對重金屬As 和Sb 的富集集中在葉，從植物生理學(xué)角度看，葉的重金屬含量一般高于莖，這可能是植物重金屬耐性的一種對策，通過落葉將重金屬排除體外[31]。蕨和芒中As 主要富集在根部，研究表明，土壤的污染導(dǎo)致芒根部形成一層明顯的土壤膠體包膜，促進根對As的吸收[32]。蕨將重金屬積累于根部，可減少重金屬對蕨光合作用及新陳代謝活性的毒害[24]。

表7 植物中的重金屬As、Sb含量（mg·kg-1）Table 7 Contents of As and Sb in plants（mg·kg-1）

2.6 不同優(yōu)勢植物重金屬吸收轉(zhuǎn)運特征

植物對重金屬的富集轉(zhuǎn)化效率是選擇修復(fù)植物的關(guān)鍵因素[33]。由圖4（a）可見，不同植物對As 富集能力表現(xiàn)為：蕨＞小飛蓬＞黃花蒿＞苧麻＞艾＞醉魚草＞芒，蕨、小飛蓬、黃花蒿、苧麻和艾的ECAs值均大于1，其中蕨對As的富集能力最強，ECAs均值達(dá)4.45。楊桂英[34]的研究表明，蕨對Sb和As積累效應(yīng)明顯，適合作礦山的修復(fù)植物。植物對Sb富集能力表現(xiàn)為：苧麻＞蕨＞醉魚草＞小飛蓬＞艾＞黃花蒿＞芒，苧麻表現(xiàn)出較強的Sb 富集能力，ECSb均值達(dá)1.51。可見，苧麻對Sb 具有較強的富集能力，但其對As的富集能力強于Sb，與王曉麗等[35]、佘瑋等[36]的研究結(jié)果相同。

由圖4（b）可知，七種優(yōu)勢植物的TFAs均值大于1，表現(xiàn)為：苧麻＞小飛蓬＞艾＞醉魚草＞黃花蒿＞芒＞蕨，其中苧麻和小飛蓬對As 的轉(zhuǎn)運能力最強。對Sb 的轉(zhuǎn)運能力則表現(xiàn)為：小飛蓬＞苧麻＞黃花蒿＞艾＞醉魚草＞芒＞蕨，其中小飛蓬和苧麻對Sb的轉(zhuǎn)運能力最強。結(jié)果表明，小飛蓬和苧麻對As 和Sb 具有較強的轉(zhuǎn)運能力，可以減少根系中重金屬含量，從而適應(yīng)土壤中高含量的復(fù)合污染。

圖4 優(yōu)勢植物的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運系數(shù)Figure 4 Enrichment coefficient and transfer factor of plants

本研究中苧麻對As、Sb 的TF 和EC 值均大于1，說明苧麻對復(fù)合重金屬As 和Sb 具有一定的耐性，轉(zhuǎn)運和吸收土壤As 和Sb 的能力較強。礦區(qū)的苧麻對As 的TF 和EC 均高于Sb，可能因為土壤中Sb 含量的增加抑制了As 向植物的遷移，而Sb 向植物的遷移不隨土壤Sb 含量增加而增加[37]；苧麻能在重金屬污染土壤中生長、定居并且成為礦區(qū)內(nèi)的優(yōu)勢植物，且未表現(xiàn)出重金屬所產(chǎn)生的毒害作用，可能與其長期生長在高含量的土壤重金屬環(huán)境中所形成的生理機制有關(guān)，其能將有毒離子分布在特定的組織、器官或細(xì)胞中，并形成難溶性的化合物或特定的有機化合物[38]。

2.7 植物根部滯留效應(yīng)的脅迫反應(yīng)分析

將研究區(qū)域內(nèi)的樣點根據(jù)綜合生態(tài)風(fēng)險指數(shù)進行污染區(qū)劃分，樣點5、6、7、8、9、15 為輕度污染區(qū)，樣點1、3、4、12、13 為中度污染區(qū)，樣點2、10、11、14、16為重度污染區(qū)，對各污染區(qū)域優(yōu)勢植物的根系滯留率進行分析（圖5）。

圖5 根系A(chǔ)s和Sb的滯留率Figure 5 Retention rate of As and Sb in roots

輕度污染區(qū)中，植物對As 的滯留效應(yīng)表現(xiàn)為小飛蓬＞芒＞蕨＞醉魚草＞苧麻＞黃花蒿＞艾，對Sb 的滯留效應(yīng)為艾＞蕨＞苧麻＞小飛蓬＞芒＞醉魚草＞黃花蒿。表明在輕度污染區(qū)中，黃花蒿對As 和Sb 的滯留效應(yīng)都相對較小。

中度污染區(qū)中，植物對As 的滯留效應(yīng)為蕨＞芒＞黃花蒿＞醉魚草＞艾＞苧麻＞小飛蓬，對Sb 的滯留效應(yīng)為醉魚草＞芒＞蕨＞黃花蒿＞苧麻＞艾＞小飛蓬。小飛蓬對As 和Sb 的滯留率為-7 456.44%、-2 858.11%，遠(yuǎn)低于其他六種植物。

重度污染區(qū)中，植物對As 的滯留效應(yīng)為芒＞蕨＞艾＞黃花蒿＞醉魚草＞小飛蓬＞苧麻，對Sb 的滯留效應(yīng)為蕨＞艾＞芒＞小飛蓬＞醉魚草＞黃花蒿＞苧麻。苧麻對As 和Sb 的滯留率分別為-4 675.91%、-1 314.87%，具有修復(fù)土壤重金屬的潛力。

因此，黃花蒿、小飛蓬和苧麻三種植物適合作為礦山不同污染水平的修復(fù)植物。其中，苧麻在三個區(qū)域中根系滯留率都較低，表明苧麻是錫礦山進行植物修復(fù)土壤As和Sb復(fù)合污染的良好種質(zhì)資源。

3 結(jié)論

（1）錫礦山土壤重金屬Sb、Cd、Hg、As、Pb、Zn、Cr七種元素平均值均超過湖南省土壤背景值，Sb、Cd 和Hg 的超標(biāo)率達(dá)到100%。多元統(tǒng)計分析表明Sb、Hg、Zn、Cd、Pb、As的含量主要受人為活動的影響，但重金屬污染來源并不完全一致，存在復(fù)合污染。

（2）重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果表明，研究區(qū)Sb、Cd 和Hg 是極高的生態(tài)風(fēng)險因子?？臻g上森熠銻業(yè)、獅子山銻業(yè)和閃星銻業(yè)區(qū)域的潛在生態(tài)風(fēng)險達(dá)到極高等級。

（3）重金屬人體健康風(fēng)險評價結(jié)果表明，經(jīng)口攝入是土壤重金屬暴露的主要途徑，并且兒童受到的非致癌和致癌風(fēng)險均高于成人。重金屬對成人和兒童均具有非致癌風(fēng)險，Sb 是主要的非致癌風(fēng)險因子。兒童的致癌風(fēng)險總指數(shù)已超出閾值，As 是主要的致癌風(fēng)險因子。

（4）苧麻對重金屬Sb 和As 有較強的富集和轉(zhuǎn)運能力，葉片是主要的富集部位，且對復(fù)合重金屬As和Sb 具有一定的耐性，可以作為錫礦山地區(qū)重金屬污染修復(fù)物種。