黃華蓉 張 亮

（1. 廣東省嶺南綜合勘察設(shè)計(jì)院，廣東 廣州 510663；2. 廣東省林業(yè)調(diào)查規(guī)劃院，廣東 廣州 510520）

經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，必然不斷增加對(duì)礦產(chǎn)資源的需求。礦產(chǎn)資源的開采和冶煉等生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的含有較高重金屬污染水平（例如Pb、Cr、Ni、Zn、Cu）的廢料和廢氣通常向生產(chǎn)現(xiàn)場或附近的地方排放。大量的研究表明，重金屬在環(huán)境中極具持久性，不可生物降解，且具有生物毒性[1-2]。當(dāng)重金屬在水生生境和土壤中蓄積后，往往造成農(nóng)田土壤、土壤和水源的污染，對(duì)當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境構(gòu)成較大的威脅與危害[3-4]。因此，開展礦區(qū)污染地的生態(tài)恢復(fù)，確保礦區(qū)經(jīng)濟(jì)發(fā)展與環(huán)境協(xié)調(diào)持續(xù)，成為當(dāng)今急需解決的問題[5]。通常，廢料和廢氣未經(jīng)處理就被排放至環(huán)境，其對(duì)環(huán)境影響的研究較少，使得這些污染地點(diǎn)的潛在危險(xiǎn)在很大程度上仍不為人所知，難以提出補(bǔ)救技術(shù)或合適的生態(tài)修復(fù)計(jì)劃。利用適當(dāng)?shù)馁|(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法對(duì)污染地進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)評(píng)估，將有助于闡明重金屬污染問題[6-7]。因此需要通過監(jiān)測環(huán)境中重金屬的濃度來準(zhǔn)確評(píng)估污染地的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)[8]，例如歐洲標(biāo)準(zhǔn)測量和測試程序（European Community Bureau of Reference）往往用于研究重金屬的流動(dòng)性和生物利用度[9]。而另外一些風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估標(biāo)準(zhǔn)可以用來評(píng)估重金屬的風(fēng)險(xiǎn)。例如，地理累積指數(shù)（Geoaccumulation Index）是一種用于估計(jì)重金屬污染水平的方法[10-11]。污染因子（Contamination Factor）的實(shí)時(shí)測定被認(rèn)為是監(jiān)測一段時(shí)間內(nèi)污染的有效方法，污染程度（Contamination Degree）通過污染因子的所有值的總和來計(jì)算[12-13]。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（Potential Ecological Risk Index）可以綜合評(píng)價(jià)重金屬影響的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[13-14]。當(dāng)我們進(jìn)行土壤重金屬污染評(píng)價(jià)時(shí)，參考指標(biāo)的選取會(huì)直接影響到土壤重金屬污染評(píng)價(jià)的真實(shí)性、合理性和科學(xué)性，重金屬污染指標(biāo)的評(píng)價(jià)必定是建立在各區(qū)域環(huán)境和政策的基礎(chǔ)上的。我國土壤重金屬含量普遍存在空間異質(zhì)性[15]，因此在評(píng)價(jià)土壤重金屬污染時(shí)，同時(shí)采用國家標(biāo)準(zhǔn)以及地方標(biāo)準(zhǔn)是最常見和最穩(wěn)妥的方法[16]。

利用植被恢復(fù)吸收、轉(zhuǎn)移土壤中的重金屬是改善工業(yè)污染地最常用也是最有效的方法之一。已有研究表明，通過建立穩(wěn)定、高效的人工植被生態(tài)系統(tǒng)，能夠有效吸收土壤中的重金屬元素，起到去除土壤重金屬污染的作用。張劉東等人[17]的研究表明黑松Pinus thunbergii對(duì)土壤Cu 和Cd的修復(fù)效果最好，側(cè)柏Platycladus orientalis對(duì)土壤Zn 的修復(fù)效果最好。同樣，張金婷等人[2]的研究表明巨菌草Pennisetum giganteum、香根草Vetiveria zizanioides、伴礦景天Sedum plumbizincicola等地被植物在種植一年后就能夠顯著降低土壤重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)。鑒于不同類型的植物對(duì)重金屬的吸收能力不同，因此不同的種植模式或是種植密度對(duì)重金屬的修復(fù)能力具有一定差異。Chen 等人[18]的研究表明植被的種植增加了Cd 的遷移率，降低了As 的遷移率，而不同植被類型和種植密度間As 和Cd 的總濃度和比例存在顯著差異。補(bǔ)植套種、疏伐改造和人工造林是常見的幾種植被恢復(fù)的造林模式，在污染地植被恢復(fù)的實(shí)際應(yīng)用中均取得了良好的效果，但是我們還不清楚這幾種植被恢復(fù)的造林模式對(duì)工業(yè)污染地的重金屬去除效果如何。

實(shí)驗(yàn)地（擬建的韶關(guān)市馬壩森林公園）位于韶關(guān)鉛鋅冶煉廠南邊，西北盛行風(fēng)向的下風(fēng)區(qū)，冶煉廠生產(chǎn)過程中產(chǎn)生的二氧化硫等污染物排放到大氣中，形成酸沉降，對(duì)該區(qū)域造成了破壞。此外，礦渣等生產(chǎn)廢棄物中含有大量鉛、鎘、汞、鉈等重金屬離子，污染了周邊土壤；還有少量污染物隨廢水進(jìn)入北江流域，致研究區(qū)域的水源受到不同程度的影響。因此，本研究的目的是（1）利用適當(dāng)?shù)闹亟饘亠L(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，確定韶關(guān)市曲江區(qū)馬壩森林公園土壤重金屬污染程度；（2）對(duì)比不同植被恢復(fù)的造林模式（補(bǔ)植套種、疏伐改造和人工造林）去除土壤重金屬中的作用效果。研究旨在通過闡明該區(qū)域重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)程度，通過測定不同造林模式下重金屬的去除狀況，以檢驗(yàn)生態(tài)修復(fù)效果，這將對(duì)支持該擬建的韶關(guān)市馬壩森林公園的可持續(xù)發(fā)展決策進(jìn)程至關(guān)重要。

1 研究區(qū)域概況

韶關(guān)市曲江區(qū)地處廣東省的北部，屬中亞熱帶季風(fēng)氣候，年平均溫度為20.1 ℃，年平均降雨量1 640 mm，6—10 月的降雨量占全年降雨量的90%，雨量分布不均，水熱同季，夏季高溫多雨、冬季溫和少雨。由于緯度較低，太陽輻射角度大，熱量豐富。光、溫、水豐富的條件使得該區(qū)域森林資源豐富。

擬建的韶關(guān)市馬壩森林公園，位于曲江區(qū)馬壩鎮(zhèn)，總面積113.3 hm2，適合造林地110.5 hm2。經(jīng)現(xiàn)場踏查，研究區(qū)域的主要地類為疏林地、未成林造林地和無立木林地。疏林地優(yōu)勢樹種為桉樹Eucalyptus robusta、白花泡桐Paulownia fortunei和馬尾松Pinus massoniana；未成林造林地主要樹種為山杜英Elaeocarpus sylvestris、樟樹Cinnamomum camphora、楓香Liquidambar formosana等。桉樹林下植被主要是雜灌和雜草等，其他地塊幾乎不見灌木和草本。造林區(qū)域按照現(xiàn)狀分為17 個(gè)地塊，各個(gè)地塊的概況和位置分布詳見圖1。

圖1 研究區(qū)域初期植被分布Figure 1 Initial vegetation distribution in the survey region

2 研究方法

2.1 造林設(shè)計(jì)

植被恢復(fù)結(jié)合實(shí)地情況，按改造后的森林景觀類型進(jìn)行造林分區(qū)區(qū)劃，將原來的17 個(gè)地塊重新區(qū)劃為3 個(gè)改造目標(biāo)類型，共10 個(gè)作業(yè)小班（圖2），詳細(xì)造林方式見表1。

表1 造林作業(yè)小班和造林方式Table 1 Afforestation operation class and methods

2.2 樣品采集和測定

在每個(gè)造林方式下隨機(jī)選取3～4 個(gè)海拔相近、坡向相同的采樣點(diǎn)，分別于植被恢復(fù)前（2018 年1月15 日）和植被恢復(fù)2 年后（2020 年8 月3 日），在每個(gè)采樣點(diǎn)隨機(jī)挖取一個(gè)剖面，采集0～25 cm 和25～50 cm 層土壤樣品。采樣完成后用四分法對(duì)混勻后的土壤樣品進(jìn)行減量，帶回實(shí)驗(yàn)室，經(jīng)自然風(fēng)干后揀去動(dòng)植物殘?bào)w和石塊，用木棍磨碎后過0.25 mm 孔徑尼龍篩，室溫密封保存，用于測定土壤重金屬含量。具體的采樣點(diǎn)分布見圖2。

圖2 研究區(qū)域各小班采樣點(diǎn)分布Figure 2 Distribution of sampling points of each small class in the survey region

根據(jù)研究目的，土壤樣品測定指標(biāo)為重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr 的含量。上述所有指標(biāo)測試方法均參照鮑士旦[19]編著的《土壤農(nóng)化分析》中的HF-HNO3-HCLO4消解法，用原子分光光度計(jì)法測定，每個(gè)樣品的光度值取穩(wěn)定后3 次重復(fù)的平均值。

2.3 數(shù)據(jù)處理

根據(jù)測得的重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr的含量，對(duì)不同植被恢復(fù)區(qū)域的土壤重金屬特征進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析。運(yùn)用EXCEL 進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，運(yùn)用R 語言（P version 4.1.0）對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和作圖。

污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)參照《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）[20]以及廣東省環(huán)境監(jiān)測中心發(fā)布的《廣東地帶性土壤的環(huán)境背景值》[21]，采用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[22]和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)相結(jié)合的方法對(duì)重金屬污染程度進(jìn)行評(píng)價(jià)[23]。

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)計(jì)算公式如下:

（1）單因子污染指數(shù)計(jì)算

Pi=Ci/Si

式中：Pi為土壤重金屬元素i的污染指數(shù)；Ci為土壤重金屬元素i含量的實(shí)測值；Si為重金屬元素i的限量標(biāo)準(zhǔn)值。單因子污染指數(shù)法評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)：Pi≤ 1，無污染；1 ＜Pi≤ 2，輕度污染；2 ＜Pi≤ 3，中度污染；Pi≥ 3，重度污染。

（2）綜合污染指數(shù)計(jì)算

為全面反映多種重金屬對(duì)土壤的綜合作用，突出高濃度重金屬對(duì)環(huán)境質(zhì)量的影響，采用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法。

式中：Pm為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)；Pimax為土壤各重金屬元素污染指數(shù)的最大值；Piavg為土壤各重金屬污染指數(shù)的平均值。內(nèi)梅羅污染指數(shù)可分為5 級(jí)，Pm≤ 0.7 時(shí)表示土壤仍清潔；0.7 ＜Pm≤ 1.0 表示土壤尚清潔（警戒線），1.0 ＜Pm≤ 2.0表示土壤輕度污染，2.0 ＜Pm≤ 3.0 表示土壤中度污染，Pm＞ 3.0 表示土壤受到重污染。

（3）潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)能夠分別反映研究區(qū)域中單個(gè)及多種重金屬元素對(duì)土壤的潛在生態(tài)影響。計(jì)算公式如下：

式中：Ei為重金屬元素i的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，Ti為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)（Cd =30 ＞ Pb = Cu = Ni = 5 ＞ Cr = 2 ＞ Zn = 1）；Ci是調(diào)查區(qū)土壤重金屬i的實(shí)測濃度，Co是廣東省土壤重金屬的區(qū)域背景值；Ri為土壤第n個(gè)采樣點(diǎn)綜合因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)。潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)劃分如下：Ei≤ 40 屬于輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；40 ＜Ei≤ 80 屬于中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；80 ＜Ei≤ 160 范圍內(nèi)，屬于強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；160 ＜Ei≤ 320 屬于強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；Ei＞ 320 達(dá)到極強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。Ri≤ 150 屬于輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；150 ＜Ri≤ 300 屬于中等生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；300 ＜Ri≤ 600 屬于強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；Ri＞ 600則為很強(qiáng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤重金屬污染程度評(píng)價(jià)

經(jīng)單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)，調(diào)查區(qū)不同重金屬元素的單因子污染指數(shù)平均值大小依次為Cd ＞Pb ＞ Zn ＞ Cr ＞ Cu ≈ Ni，其中，采樣點(diǎn)2、3、10 土壤中Cd 以及采樣點(diǎn)4、5、6 土壤中Zn 有輕度污染（表2），而采樣點(diǎn)4、5、6 土壤中Cd 屬于重度污染。采樣點(diǎn)4、5 土壤中Pb 污染分別處在“中度”和“輕度”水平。經(jīng)內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)，調(diào)查區(qū)10 個(gè)采樣點(diǎn)中有6 個(gè)受到不同程度的重金屬污染。其中，輕度污染、中度污染和重度污染水平所占比率分別為20%、10%和30%，采樣點(diǎn)8、9 處于“安全”水平，而采樣點(diǎn)1 和7 則處于“警戒線”水平。

表 2 土壤重金屬污染程度Table 2 The extent of soil heavy metal pollution

然而，以廣東地帶性土壤的環(huán)境背景值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)結(jié)果顯示，經(jīng)單因子污染指數(shù)評(píng)價(jià)后，除個(gè)別采樣點(diǎn)的個(gè)別重金屬外，例如采樣點(diǎn)7、10 土壤中Cu，采樣點(diǎn)8 土壤中Pb，采樣點(diǎn)1、2、3、6、9、10 土壤中Ni，其他采樣點(diǎn)所有重金屬都有不同程度的污染。污染最為嚴(yán)重的是Cd，單因子污染指數(shù)在16.77～473.42 之間，均值為132.14，其中污染最為嚴(yán)重的是采樣點(diǎn)5，其次是采樣點(diǎn)4 和6。在10 個(gè)采樣點(diǎn)中，土壤Pb 的超標(biāo)率達(dá)90%（有9 個(gè)處于污染水平），平均污染指數(shù)為9.81，污染最嚴(yán)重的是采樣點(diǎn)4，其次是采樣點(diǎn)5 和6。重金屬Zn 和Cr 的平均污染指數(shù)雖然低于Pb，分別為5.16 和1.46，但污染范圍廣，10 個(gè)采樣點(diǎn)均超標(biāo)，與Cd 和Pb 類似，污染最嚴(yán)重的地點(diǎn)仍然為采樣點(diǎn)4、5、6。重金屬Cu 的污染率為80%，單因子污染指數(shù)在0.80～4.34 之間，均值為1.85，各采樣點(diǎn)Ni 的單因子污染指數(shù)范圍（0.61～1.57）波動(dòng)性小于其他5 種重金屬，同時(shí)，其污染率為40%，但整個(gè)研究區(qū)域Ni 的平均污染指數(shù)仍然高于1，處于輕度污染水平。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)發(fā)現(xiàn)，調(diào)查區(qū)土壤污染非常嚴(yán)重，10 個(gè)采樣點(diǎn)均受到重度污染，其中，污染最為嚴(yán)重的是采樣點(diǎn)4、5、6，綜合污染指數(shù)分別為481.14、419.05 和235.06，遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他采樣點(diǎn)。

各重金屬單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，調(diào)查區(qū)土壤中Cd 的單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于320（表3），達(dá)到“極強(qiáng)”潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，其中生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高的是采樣點(diǎn)5 和4，單因子生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分別達(dá)到14 202.60 和12 348.00。同樣，上述兩個(gè)采樣點(diǎn)Pb 污染風(fēng)險(xiǎn)分別達(dá)到“很強(qiáng)”和“強(qiáng)”水平，而其他剖面Pb 的單因子生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)均處于“輕微”水平。調(diào)查區(qū)Cu、Zn、Cr 和Ni 的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子均在40 以下，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較低。重金屬綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果表明，調(diào)查區(qū)土壤重金屬污染整體上具有“強(qiáng)”或“很強(qiáng)”的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。其中，“強(qiáng)”生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)比例為20%，而處于“很強(qiáng)”的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平的土壤占80%。綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高者仍為采樣點(diǎn)5 和4，綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分別達(dá)到14 354.68 和12 598.28，遠(yuǎn)高于規(guī)定值600。

表3 潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子（Ei）和綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)（Ri）Table 3 Potential ecological risk factors (Ei) and comprehensive risk index (Ri)

3.2 不同造林模式對(duì)土壤重金屬的修復(fù)效果

圖3 對(duì)比了恢復(fù)前后土壤中重金屬的含量。結(jié)果表明，補(bǔ)植套種顯著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量（P< 0.05）。其中，土壤中Cu 元素的含量由原來的19.04 mg/kg 下降到了13.32 mg/kg；Pb 元素的含量由原先的143.53 mg/kg 下降到了58.15 mg/kg；Ni 元素的含量由原先的10.86 mg/kg 下降到了6.895 mg/kg，補(bǔ)植套種后Zn、Cd 和Cr 的含量輕微上升。

圖3 處理前后土壤中重金屬含量Figure 3 Soil heavy metal content before and after treatment

人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出現(xiàn)輕微上升，Zn、Cd、Pb 和Ni 出現(xiàn)下降的趨勢，人工造林前后的金屬元素差異均不顯著。而疏伐改造后均降低了土壤中Cu、Zn、Cd、Pb、Cr 和Ni 的含量，其中Zn、Cd、Pb 和Cr 處理前后差異顯著。Zn 由處理前的421.62 mg/kg 下降到了103.16 mg/kg；Cd 由8.18 mg/kg 下降到了1.56 mg/kg；Pb 由390.94 mg/kg 下降到了192.92 mg/kg；Cr 由原來的70.38 mg/kg 下降到了46.62 mg/kg。盡管處理前后Cu 和Ni 差異不顯著，但處理后Cu 和Ni 均有降低的趨勢，Cu 由處理前的34.45 mg/kg 下降到了處理后的20.92 mg/kg，Ni 則由處理前的18.25 mg/kg 下降到了13.02 mg/kg。

4 結(jié)論與討論

4.1 本研究同時(shí)參照《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）[20]以及廣東省環(huán)境監(jiān)測中心發(fā)布的《廣東地帶性土壤的環(huán)境背景值》[21]。當(dāng)以廣東地帶性土壤的環(huán)境背景值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，單因子污染指數(shù)以及內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評(píng)價(jià)下的重金屬污染程度，均比以《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）》作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)要嚴(yán)重。但不論何種指標(biāo)體系和評(píng)價(jià)方法，該區(qū)域土壤重金屬污染均較為嚴(yán)重，主要是由于Cd 污染嚴(yán)重。Cd 的生物蓄積性強(qiáng)、在人體內(nèi)的半衰期長達(dá)6～40年,對(duì)免疫系統(tǒng)、心血管系統(tǒng)等具有毒性效應(yīng)，進(jìn)而引發(fā)多種疾病[24]。該區(qū)域污染最為嚴(yán)重的采樣點(diǎn)是4、5、6，污染程度遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他采樣點(diǎn)，主要也是Cd 和Pb 污染較為嚴(yán)重導(dǎo)致的。各重金屬單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果同樣也表明：調(diào)查區(qū)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高的是采樣點(diǎn)5 號(hào)和4 號(hào)，Cd、Pb 污染風(fēng)險(xiǎn)達(dá)到“強(qiáng)”水平以上。這可能是由于該區(qū)域位于韶贛高速兩側(cè)，裸露面積較大，且部分區(qū)域有廢棄石料堆放。廢棄石料作為重金屬的直接來源，可能是導(dǎo)致該區(qū)域重金屬污染嚴(yán)重的主要原因。其次，大量的裸露土地，以及植被的缺乏，也會(huì)通過影響土壤中重金屬的淋溶量和重金屬遷移轉(zhuǎn)化量，從而影響土壤中的重金屬污染程度[25]。這也說明，選擇合適的植物種類以及植被恢復(fù)措施對(duì)減輕土壤重金屬積累可能會(huì)有重要作用[26-27]。

植被吸收和積累會(huì)影響重金屬在土壤中的分布，植物類型可能對(duì)重金屬有顯著影響[27]。先前的研究表明，植被種植可以影響土壤的物理和化學(xué)性質(zhì)，并影響重金屬的溶解性、流動(dòng)性和毒性。例如，Perry 和Berkeley[28]發(fā)現(xiàn)植被可以增加細(xì)顆粒物和有機(jī)質(zhì)的含量，直接促進(jìn)金屬濃度的增加；王麗艷等人[29]的研究結(jié)果表明：植被種植可以減少煤矸石風(fēng)化物中重金屬含量。榆樹Ulmus pumila和紫穗槐Amorpha fruticosa的混交模式對(duì)重金屬Cd 的去除效果最好，其次是側(cè)柏和刺槐Robinia pseudoacacia組成的針闊混交林。這些研究均表明了不同的植被物種具有不同的金屬保留能力，但這些研究主要集中在不同植物種類和混交模式對(duì)土壤重金屬的影響。而我們的研究結(jié)果表明，植被恢復(fù)過程中，不同的造林模式對(duì)土壤重金屬的去除效力有著顯著的差異。其中，補(bǔ)植套種顯著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量，疏伐改造顯著降低了土壤中Zn、Cd、Pb 和Cr 的含量。但補(bǔ)植套種后Zn、Cd 和Cr 的含量輕微上升，以及人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出現(xiàn)一定程度的上升，前人的研究也發(fā)現(xiàn)了同樣的規(guī)律[30-31]。最近的一項(xiàng)研究表明，種植方式可能會(huì)影響地上、地下植物的生物量和根生物量，導(dǎo)致重金屬的重新分布。而根系生長和氧化能力隨混合植被的不同而不同[32]，因此不同造林恢復(fù)模式間的植物種類和種植方式對(duì)重金屬分布有不同的影響。這些差異可能解釋了不同造林模式對(duì)Zn、Cd 和Cr 積累的影響。

4.2 本研究通過對(duì)實(shí)驗(yàn)地（擬建的韶關(guān)市馬壩森林公園）進(jìn)行重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，對(duì)比不同植被恢復(fù)的造林模式（補(bǔ)植套種、疏伐改造和人工造林）在去除土壤重金屬中的作用效果。研究旨在評(píng)估該區(qū)域重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)程度，測定不同造林模式下重金屬的去除狀況。結(jié)果表明：

（1）以廣東地帶性土壤的環(huán)境背景值作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，重金屬污染程度都比以《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）》三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)時(shí)要嚴(yán)重。但不論何種指標(biāo)體系和評(píng)價(jià)方法，該區(qū)域土壤重金屬污染均較為嚴(yán)重，尤其是Cd 的污染，單因子潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)達(dá)到“極強(qiáng)”潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。其中，污染最為嚴(yán)重的是采樣點(diǎn)4、5、6，重金屬的污染程度高于其他采樣點(diǎn)。

（2）不同的造林模對(duì)土壤重金屬的去除效力有著顯著的差異。其中，補(bǔ)植套種顯著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量，疏伐改造顯著降低了土壤中Zn、Cd、Pb 和Cr 的含量。但補(bǔ)植套種后Zn、Cd 和Cr 的含量輕微上升，以及人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出現(xiàn)一定程度的上升。