大寶山礦區農田土壤重金屬污染及其植物累積特征①

張 晗，靳青文，黃仁龍，林 寧，賈珍珍，舒月紅

(華南師范大學化學與環境學院，廣州 510006)

大寶山礦區農田土壤重金屬污染及其植物累積特征①

張 晗，靳青文，黃仁龍，林 寧，賈珍珍，舒月紅*

(華南師范大學化學與環境學院，廣州 510006)

對金屬礦山選冶活動影響的農田土壤，不同灌溉水源會影響重金屬的分布累積特征。根據實際情況將大寶山礦區農田土壤分為污水灌溉區、清水灌溉區、自然修復區和對照區，并進行土壤和植物樣品采集，調查研究了土壤的基本理化性質，Cd、Pb、Cu、Zn、Mn 5種重金屬的含量和化學形態分布，以及不同區域植物中重金屬的含量。結果表明：污灌區Cd、Pb、Cu、Zn的含量最高，是自然修復區和清水灌溉區的1.75倍 ~ 10.51倍，對照區最低；Mn在各采樣點的含量無顯著差別。土壤Cd、Cu、Zn、Pb含量兩兩之間顯著正相關，Mn與Cu、Zn、Cd、Pb呈負相關關系；土壤pH與重金屬環境有效態關系密切。殘渣態是5種重金屬的主要存在形態，有機態含量也較高；Cd的環境有效態含量占總量的比例是其他4種重金屬的2倍左右。稻米中5種重金屬在清水灌溉區的含量均比污水灌溉區低，其中Cu和Zn的含量在兩區域均未超標(NY861-2004)，而Pb和Cd的含量嚴重超標。重金屬在自然修復區和清水灌溉區呈現較低的土壤污染和人體健康風險，該研究數據可為金屬礦區土壤污染控制提供科學的依據。

大寶山；土壤重金屬；形態；植物

礦產資源的開采使原有的地球化學環境條件發生改變，導致礦山周邊水土環境嚴重污染[1–3]。廣東省粵北大寶山地區礦產資源豐富，開采歷史悠久，礦區開采和冶煉產生的酸性礦山廢水和尾礦堆淋濾過程流失的有毒重金屬釋放到環境中，對周圍的農田土壤造成以Cd、Pb、Cu等為主的多金屬復合污染[4]，對環境和人類造成嚴重危害。大寶山下游的上壩村因長期受重金屬污染而成為全國知名的癌癥村。

近年來，針對大寶山礦區以及其他有色金屬礦區重金屬的污染展開了大量的研究，主要體現在重金屬的空間分布特征[5–8]、生物有效性[9–12]、生態和健康風險評價[13–15]等方面。就采礦活動對農田土壤的污染研究來看，已有研究主要針對農用土壤的污染特征及其風險評價進行分析[16–17]。

本研究以廣東大寶山礦區農田土壤為研究對象，采集灌溉水源不同的農田土壤和植物，比較分析不同區域土壤中Cd、Pb、Cu、Mn、Zn 5種重金屬污染特征與土壤基本性質，以及重金屬在相應區域植物中的積累，研究結果可以為重金屬污染農田土壤的修復提供理論和技術依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

大寶山礦區地處廣東省韶關市曲江縣和翁源縣的交界處，流域范圍為 113°40′ ~ 113°43′E，24°30′ ~ 24°36′N，屬于亞熱帶季風氣候區，地勢北高南低，溫暖潮濕多雨，表層巖石風化強烈。選礦產生的尾砂及廢石主要沿著河谷排入 2 個由尾砂壩攔截形成的大型尾礦庫(鐵龍尾砂庫和槽對坑尾砂庫)，部分常年被水淹沒。攜帶有毒重金屬的酸性廢水分別自2 個尾砂庫出水口排出，沿著河谷流向下游至涼橋處匯合后流入橫石河(圖 1)，至中下游處有來自陳公灣的河水(非礦山污染區)匯入，最終向下游流進滃江。受 2 個 尾礦庫廢水污染的橫石河和 滃江，一直以來都是沿程農用土壤的灌溉水源，嚴重危害著土壤生態系統。2006 年左右，2 個尾礦庫出水匯合處涼橋附近的農田因重金屬污染嚴重而停止耕種。而橫石河附近的上壩村農田也于 2006 年開始引入水庫水進行“清灌”，但部分農田依然處于“污灌”狀態。

圖1 研究區位置及采樣點示意圖Fig. 1 Schematic map of studied area and sampling sites

1.2 樣品采集

根據灌溉水源的不同，選擇 01、02、03、04 和05 作為采樣點(圖 1)。 01 和 02 位于涼橋附近，是荒蕪達 8 年左右的農田，01 受槽對坑尾砂庫廢水的污染，而因其地勢較低，常被污染河水淹沒，現仍處于污染狀態，02 位于 2 個尾砂庫廢水交匯后河流附近的農田，因停止耕作而停止污灌。03 位于上壩村農田，一直處于污灌狀態，04 也位于上壩村農田，但 2006 年之后采用清水灌溉。為了比較不同灌溉水源對重金屬在農田土壤以及植物中的遷移與積累特征的影響，另外選擇了不受礦山廢水影響的陳公灣農田 05 作為對照采樣點(圖 1)。鑒于本研究的目的以及討論分析的方便，本研究將采樣點分別定義為污水灌溉區(01、03)、清水灌溉區(04)、自然修復區(02)和對照區(05)。

采樣時間為 2013 年 6 月，每個區域采集 3 個表層(0 ~ 20 cm)土壤樣品，每個土壤樣品是從梅花形分布的 5 個坑中各取 1 kg 土樣進行混合而成，采用四分法縮分到 1 kg 左右，裝入聚乙烯樣品袋，風干、研磨后分別過 10 目和 100 目篩，儲存備用。

在農田土壤采樣區(01、02、03、04)分別采集植物樣品。對于 01 和 02 區域，由于多年未種植水稻，故以雜草作為代表性植物，01 和 02 區域的植物分別為棒頭草和看麥娘，采集 10 株大小均勻的植物；對于 03 和 04 區域，在水稻收獲前，分別采集 20株水稻樣品，采集的植珠樣品用去離子水洗凈，105 ℃烘箱中殺青 30 min，烘干，粉碎備用。水稻樣品分植株和稻米兩部分處理，稻米恒溫干燥、去殼，并用瑪瑙研缽研磨，過 1 mm 篩后備用。

1.3 樣品處理與測試

1.3.1 土壤理化性質分析 采用電位計法測定土壤 pH(水︰土=2.5︰1)；采用重鉻酸鉀容量法測定有機質含量；比重計法測定土壤機械組成。

1.3.2 土壤重金屬含量分析 重金屬總量分析用電熱板濕法消解，采用HNO3-HF-HClO4對土壤樣品進行高溫消解。重金屬形態分析用改進的 Tessier 連續萃取法[18]，按順序提取的重金屬形態分為 8種，即水溶態、可交換態、碳酸鹽結合態、錳氧化態、有機態、無定型氧化鐵結合態、晶型氧化鐵結合態、殘渣態。重金屬對土壤的危害主要取決于其環境有效態部分，包含水溶態、可交換態和碳酸鹽結合態。因為碳酸鹽結合態易轉換為水溶態和可交換態，而水溶態和可交換態可直接進入生態鏈循環。具體分析方法見表 1。植物樣品用 HNO3-HClO4進行消解。

樣品中 Cd、Pb、Cu、Mn、Zn 總量和提取態含量測定采用電感耦合等離子體發射光譜技術(ICPAES)。通過測定消解空白及參考國家土壤標準樣品GBW07405、大米標準樣品 GBW10045 和植物標準樣品 GBW10014 對土壤樣品、大米樣品和植物樣品進行平行實驗分析，各元素的分析誤差在 5% 以內。

2 結果與討論

2.1 土壤基本理化性質

不同采樣點土壤的基本理化性質見表 2。由表 2可知，所有土樣均呈現出明顯的酸性。其中污灌區(01和 03)土壤 pH 最低，01 和 03 區域土壤 pH 分別僅為 3.14 和 3.57，這是因為該區域長期受酸性廢水的影響而導致土壤嚴重酸化。而自然修復區(02)以及清水灌溉區(04)土壤 pH 大于污水灌溉區，這是由于停止酸性礦山廢水灌溉后，土壤修復過程中 pH 慢慢向正常狀態恢復。05 區域土壤 pH 為 5.58，呈較弱的酸性，這屬于我國南方酸性土壤的特征。5 個土壤樣品有機質含量呈現較大的差異，變化范圍為 9.1 ~ 47.9 g/kg，01 區域土壤有機質含量最高，這可能與采樣區域地勢較低有關。5 個土樣的機械組成較為類似，均以砂粒為主，占 50% 左右，其次是黏粒組分，除 04 號土壤外，都在 20% 以上，這表明礦區土壤地質來源基本相同。

表1 土壤重金屬形態分析Table 1 Analysis process of heavy metals speciation in soils

表2 土壤基本理化性質Table 2 Physicochemical properties of soils

2.2 土壤重金屬含量

污水灌溉區(01和03)、自然修復區(02)、清水灌溉區(04)、對照區(05)4個不同區域 5 個采樣點的重金屬含量見圖2。Cu、Zn、Cd、Pb的含量在 5 個采樣點表現出類似的規律：01 和 03 區域含量最高，02 和 04 區域含量較前者明顯低很多，而 05 區域含量最低，Cd、Pb、Cu、Zn 在污灌區的含量是自然修復區和清水灌溉區的 1.75倍 ~ 10.51 倍。除對照區外，其他 3 個區域土壤中 Cu、Zn、Cd 的含量均遠遠超過了土壤環境質量標準 (GB 15618–1995)的二級標準，而對照區 Cd 的含量最低，但也超出二級標準 2 倍多。對照區 Cu、Zn、Pb 含量均未超過二級標準。Pb 的含量在污水灌溉區 2 個土壤樣品中的含量均超出二級標準，而在自然修復區(241.70 mg/kg)和清水灌溉區(115.73 mg/kg)的含量均低于二級標準，修復效果顯著。相關研究表明，Cu、Zn、Cd、Pb 等重金屬是大寶山礦山廢水以及周邊農田重金屬污染物的主要成分[19]。同時，本研究對灌溉清水和污水的pH及其中的主要重金屬濃度進行了測定，結果見表 3。從表3可以看出，污水的 pH 為 5.23，明顯偏酸性，而清水的 pH 為 7.54，基本呈中性。同時，清水中 Cd、Pb、Cu、Zn、Mn 等重金屬含量要明顯低于污水，因此，持續的污灌導致污灌區土壤中重金屬持續累積，而清水灌溉區因停止了重金屬的外源性輸入，又因作物種植每年會有部分的重金屬隨作物轉移出土壤，所以其土壤污染程度明顯低于污灌區，也略低于自然修復區。自然修復區和清水灌溉區對于 Pb 的修復效果尤為明顯，含量低于土壤環境質量標準的二級標準。由圖 2 可以看出，5 個采樣點Mn 的含量無顯著差異，這與黃顏珠等[20]研究結果類似。表層土壤中Mn的含量主要與降水、物理化學風化等因素有關。本研究中土樣采集期為廣東的雨季，一方面降水使地表層的一部分可溶性鹽被雨水沖走，還有一部分被雨水溶解滲入土壤中，向地下滲透或形成地下水，使地表層土中 Mn 的含量降低。

表3 灌溉水pH及其重金屬含量(μg/L)Table 3 The pH and heavy metal concentrations of irrigation water

表3 灌溉水pH及其重金屬含量(μg/L)Table 3 The pH and heavy metal concentrations of irrigation water

灌溉水 pH Cd Pb Cu Zn Mn清水 7.54 0.9 11.56 12.18 187 439污水 5.23 64.26 260.6 350.73 2065 2 162

圖2 農田土壤重金屬含量Fig. 2 Heavy metal contents in agricultural soils

2.3 土壤各指標相關性分析

利用 SPSS10.0 對 5 個采樣點土壤重金屬含量、pH、有機質以及機械組成進行各指標間的Pearson 相關分析，結果見表 4。土壤 Cd、Cu、Zn、Pb 含量兩兩之間呈顯著相關性(P<0.01或者P<0.05)。由于重金屬元素在母巖中形成，而大寶山礦是一座大型多金屬硫化物伴生礦床，礦區主礦體由褐鐵、銅硫和鉛鋅礦體組成，并伴有多種微量毒害元素(As、Hg、Cd 等)，這也證實研究中 Cd、Cu、Zn、Pb 密切相關的原因，可判斷其源于大寶山采礦活動，多金屬硫化物礦山尾礦在氧化過程中產生大量的酸，并釋放出大量重金屬元素。相關性分析結果表明，土壤 Mn 含量與 Cu、Zn、Cd、Pb 均表現出顯著負相關(P<0.05)。李永濤等[21]研究發現土壤中 Mn 的質量分數較低，與 Cu、Pb、Zn、Cd 等元素的相關性差。但本研究結果與相關文獻[22]結果相矛盾，可能的原因是：①與本研究中其他幾種重金屬元素不同，Mn 的遷移能力強、易淋溶；②在大寶山礦區，對下游農田土壤造成 Mn 污染的除了褐鐵礦等露天采礦區之外，還有電解銅(Cu-MnO2)冶煉廠。表 4 結果表明，土壤 pH與 Cd、Cu、Zn 含量(P<0.05)顯著負相關，與 Mn 含量(P<0.01)顯著正相關，說明 pH 是決定重金屬含量的主要因素之一。土壤有機質含量與 Cd、Cu、Zn 含量呈正相關關系，與土壤 Mn 含量(P<0.05)顯著負相關，這可能是由于 Cd、Cu、Zn 等金屬元素來源于硫化物礦山，能夠與厭氧狀態下形成的含硫有機質結合。土壤砂粒含量與 Cd、Cu、Zn 含量(P<0.05)顯著正相關，與 Pb 含量正相關，與 Mn 含量負相關。黏粒含量與 Cd、Pb、Cu、Zn 含量呈負相關關系，而與 Mn含量(P<0.01)呈顯著正相關，說明 Mn 主要富集于黏粒中。有研究表明[23–24]，黏粒結構中的重金屬主要是巖土母質中的原生態重金屬，砂粒結構中的重金屬是由于人為和環境變化造成的次生態重金屬。由此推測與砂粒呈正相關的 Cd、Pb、Cu、Zn 可能來自開采冶煉活動，使生態環境和土壤性質發生變化。

表4 土壤重金屬含量與pH、有機質以及機械組成之間的相關系數(n=15)Table 4 Pearson correlation coefficients among soil heavy metals, pH, organic matter and mechanical composition

2.4 土壤 pH 對重金屬環境有效態含量的影響

pH 是土壤性質的綜合反映，可影響重金屬環境有效態的含量。圖 3 列出了 5 個采樣點重金屬環境有效態含量與 pH 的關系。圖 3 表明，Cd、Pb、Cu、Zn 有效態含量與 pH 呈負相關關系，而 Mn 元素則規律性不強，這可能與 Mn 本身易淋溶有關。由此可見，土壤 pH 顯著影響著重金屬環境有效態含量，改變重金屬的遷移能力。重金屬的碳酸鹽結合態是對 pH 變化最為敏感的部分，當 pH 降低時，重金屬易從碳酸鹽中溶解而釋放出來，轉化為可交換態，從而改變土壤中重金屬環境有效態的含量，使重金屬的遷移能力提高。

圖 3 表明，5 個采樣點中，因為污水灌溉區 01和 03 的 pH 較低，其 Cd、Pb、Cu、Zn 環境有效態的含量高于其他采樣點，而這 4 種重金屬環境有效態含量在自然修復區和清水灌溉區也較污水灌溉區低，對 Cd 和 Zn 尤其明顯，這進一步說明污水灌溉對環境危害很大，而清水灌溉和自然修復有利于農田土重金屬污染修復。

圖3 土壤 pH 對環境有效態含量的影響Fig. 3 Effects of pH on contents of environmental available heavy metals

2.5 土壤重金屬形態分析

如圖 4 所示，5 種重金屬在各區域的形態分布特征有相似性和差異性：①5 種重金屬殘渣態含量占各形態總量的主要部分，這與該礦區的礦物成分和巖石風化等因素有關[25]。重金屬殘渣態代表了地球化學背景的原生狀況，一般存在于硅酸鹽、原生或次生礦物等土壤晶格中，在自然環境中較穩定且不易遷移轉化。②Cd 的環境有效態含量占總量比例最高，5個采樣點的平均值約為 20%，而 Pb、Cu、Zn、Mn 只有 10%左右。③5 種重金屬有機態含量幾乎在各個采樣點均出現較大的百分比，這可能與該礦區屬于硫化物礦及樣品采集時間為雨季有關。有研究表明，Cd 等重金屬在淹水狀態下活性較高的交換態會向活性較低的有機態轉化[26]。

由圖4可知，Cd 的形態分布表現出特殊的規律性：碳酸鹽態 Cd 含量占總量的比例要明顯高于其他 4種重金屬，在 01 區域最高，可能與 Cd 難溶碳酸鹽礦物的形成有關[27]。環境有效態 Cd 所占總量的比例明顯高于其他 4 種重金屬，其他研究者也得出類似的結果[28]。01 和 03 區域的環境有效態含量也明顯高于02 和04 區域，主要由于碳酸鹽態 Cd含量較高，也與采樣點的低 pH 有關。當 pH 較低時，Cd2+與 H+的競爭作用增強，削弱了土壤中有機質對重金屬的吸附能力，從而增加了交換態 Cd的含量。Cd 在土壤中的移動性相對較強，其遷移的形態包括溶解態和顆粒物結合態[29]，因此環境有效態常被認為是土壤中易移動的形態。研究發現污水灌溉區的 Cd 污染環境風險較大，自然修復和清水灌溉修復有效降低了Cd 在土壤中的環境風險。此外，無定形鐵結合態 Cd 和晶形鐵結合態 Cd 的含量雖然只占總量的較小部分，但在自然修復區和清水灌溉區的土壤中的比例要高于污水灌溉區，這一規律與Mn、Zn 和 Cu 的分布相似，表明自然修復和清水灌溉修復使環境有效態重金屬向不可利用態轉化。

圖4 農田土壤重金屬形態分布Fig. 4 Distributions of heavy metals in agricultural soils

Pb、Cu、Zn 的形態分布較為相似，環境有效態的含量較低，占總量比例不足 10%，主要以有機態和殘渣態形式存在，而且這 3 種重金屬殘渣態含量在污水灌溉區 01 和 03 含量都比其他區域高。Cu的有機態含量 01 采樣點處最高，這與該區域土壤有機質含量最高有關。有機結合態為潛在可利用態，是土壤中各種腐殖質與土壤中重金屬螯合而成。當pH、氧化還原條件等外界環境變化時，可向環境有效態轉化，增加了土壤重金屬污染風險。

Mn 的形態分布與其他重金屬元素存在較大的差異，雖然 Mn 主要以殘渣態存在，但其環境有效態、錳氧化物結合態、有機態、無定型氧化鐵和晶型氧化鐵結合態的含量均較高，說明 Mn 主要賦存在硅酸鹽礦物和殘渣中，但其他賦存形態也不可忽略。這可能源于以下兩個方面的原因：一是 Mn 屬于活動性元素，在表層土壤中易氧化；二是 Mn 一部分以鐵錳化合物及鐵錳絡合物的形式存在，也有部分賦存在次生的非晶鐵氧化物以及晶型氧化鐵中，因此錳氧化物結合態、無定型氧化鐵和晶型氧化鐵含量較高，但這部分 Mn 在微生物作用[30]或土壤酸度變化的條件下有可能被釋放出來，這也反映了大寶山采礦活動對環境造成 Mn 污染。

2.6 植物中重金屬含量

為了比較污水灌溉區、清水灌溉區和自然修復區土壤重金屬在植物中的累積情況，表 5 列出了 01、02、03 和 04 區域 3 種不同植物不同部位重金屬的含量。表中列出的棒頭草和看麥娘中重金屬的含量僅作參考作用。在 Cu、Zn、Cd、Pb、Mn 等復合污染的情況下，除 Mn 以外，其他 4 種重金屬在水稻、棒頭草和看麥娘地下部的含量都明顯高于地上部，與黃小娟等[31]結果類似，說明 Cu、Zn、Cd、Pb 易于在水稻、棒頭草和看麥娘的根系積累，向地上部運輸較少，這可能與它們在植物體內結合成難溶性、低活性的鹽有關，避免了過量的重金屬進入莖影響植物的正常生理生化過程。圖 3 中，5 種重金屬在 01 區域的環境有效態含量均大于 02 區域，而這 5 種金屬在棒頭草和看麥娘中的含量并無一致的規律，這可能是棒頭草和看麥娘對不同重金屬的富集能力不同的緣故。

Cu 和 Zn 是植物生長必需的元素，Cu參與植物體內多種氨基酸或有機酸的合成，Zn參與植物中多種酶反應。稻米中 Cu 和 Zn 的含量在 03 區域和 04 區域并無顯著性差異，這可能是因為兩者在相應表層土壤中的環境有效態含量差別不大。Cu 和Zn 在稻米中的含量均未超過NY861-2004 中的限值(Cu：10 mg/kg；Zn：50 mg/kg)。

表5 植物各部位重金屬的含量(mg/kg)Table 5 Heavy metal concentrations in various parts of plants

污水灌溉區(03)稻米中 Pb 和 Cd 的含量均高于清水灌溉區(04)，03 區域稻米中 Cd 含量是04 區域的 3.09 倍，這與 03 和 04 區域土壤中 Cd 的環境有效態含量(圖 3)一致。而對于 03 和 04 區域而言，稻米中 Pb 和 Cd 的含量遠遠超出了 NY861-2004 中的限值(Pb：0.4 mg/kg；Cd：0.2 mg/kg)，其中Pb 在 03 和 04 區域稻米中的含量分別超標 54.42倍和 43.67 倍，而 Cd 分別超標 5.65 和 1.15 倍，說明該區域的稻米受到 Pb 和 Cd 的嚴重污染。

因此，清水灌溉對土壤重金屬的修復及減少其在水稻中的累積具有明顯的效果，但不同重金屬表現出不盡相同的修復和積累程度，對于 Cd 污染來說修復效果最為顯著，這可能與不同重金屬在土壤中的存在形態以及在水稻中的遷移和累積能力不同有關。

3 結論

1) 所有土壤樣品均呈現明顯的酸性，其中污灌區的 2 個土壤樣品 pH 最低，僅為 3.14 和 3.57。土壤 pH 與重金屬環境有效態的含量密切相關。

2) 土壤 Cd、Cu、Zn、Pb 含量兩兩之間呈顯著正相關，而 Mn 與 Cu、Zn、Cd、Pb 呈負相關關系。Cu、Zn、Cd、Pb 的含量在污灌區土壤樣品中最高，自然修復區和清水灌溉區明顯較前者低很多，而對照區最低，Mn 在各采樣點的含量差異不大。除了對照區土壤外，其他 3 個區域土壤中 Cu、Zn、Cd 的含量均遠遠超過了土壤環境質量標準(GB 15618-1995)的二級標準，而對照區 Cd 的含量也超標 2 倍多。2個污水灌溉區的 Pb 含量均超出二級標準，而在自然修復區(241.70 mg/kg)和清水灌溉區(115.73 mg/kg)的含量均低于二級標準。

3) 在各個采樣點，5 種重金屬殘渣態均是主要形態組成，有機態含量也相對較高。Cd 的環境有效態含量所占比例最高，是其他重金屬的 2 倍左右。Cd、Cu、Zn、Mn 的無定形鐵結合態和晶形鐵結合態在自然修復區和清水灌溉區的含量均比污水灌溉區要明顯高出 1 倍左右。

4) 除 Mn 以外，Cu、Zn、Cd、Pb 在水稻、棒頭草和看麥娘地下部的含量都明顯高于地上部。稻米中 5 種重金屬在清水灌溉區(04)的含量均比污水灌溉區(03)要低，其中 Cu 和 Zn 的含量在 03 和 04區域均未超標(NY861-2004)；而 03 和 04 區域稻米中 Pb 和 Cd 的含量則分別超標均 54.42 倍和43.67 倍以及 5.65 和 1.15 倍。

5) 因停止污水灌溉或采用清水灌溉，使得自然修復區和清水灌溉區重金屬的總量和環境有效態含量均明顯降低，從而降低重金屬對土壤污染及人體健康的風險，這為金屬礦區污染土壤修復的理論與方法提供了科學的參考。

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Characteristics of Heavy Metal Pollution in Agricultural Soils and Bioaccumulation in Plants of Dabaoshan Mine

ZHANG Han, JIN Qingwen, HUANG Renlong, LIN ning, JIA Zhenzhen, SHU Yuehong*
(School of Chemistry and Environment, South China Normal University, Guangzhou 510006, China)

The distribution and cumulative characteristics of heavy metals in agricultural soils caused by mining activities are different. Samples of agricultural soils and plants were collected from 4 districts according to the sources of irrigation water, that is, sewage irrigation area, clean water irrigation area, natural remediation area and contrast area. The contents of extractable fractions of Cd, Pb, Cu, Zn, and Mn, soil physical-chemical properties and heavy metal contents in plants were analyzed. The results showed that: 1) The contents of Cd, Pb, Cu and Zn were the lowest in the contrast area and highest in the sewage irrigation area, which were 1.75–10.5 times of those of clean water irrigation area and natural remediation area. The contents of Mn in all soil samples were nearly the same. 2) Significant correlations existed among Cd, Cu, Zn and Pb, while significant negative correlations existed between Mn and other 4 heavy metals. Moreover, correlation analysis indicated that soil pH played a significant role in the contents of environmental available states of the studied 5 heavy metals. Soil organic matter content and mechanical composition also affected the contents of heavy metals in soil. 3) Residual fraction was the major fraction of all the 5 heavy metals and organic matter binding fraction was relatively high in all the sampling sites. The contents of environmental available state of Cd were about 2 times those of other studied heavy metals. 4) The contents of Mn, Cu, Zn, Cd and Pb in rice were lower in clean water irrigation area than those in sewage irrigation area. The contents of Cu and Zn in rice were within the standard limits in NY861-2004, while those of Pb and Cd far exceeded the corresponding limits. 5) The heavy metals in clean water irrigation area and natural remediation area exhibited significantly lower risk of soil pollution and human health. The data will provide scientific basis in mine environmental pollution control.

Dabaoshan; Soil heavy metals; Fraction; Plants

X53

A

10.13758/j.cnki.tr.2017.01.021

國家自然科學基金委員會–廣東省人民政府聯合基金重點支持項目(U1201234)、國家自然科學基金項目(21347003)和廣東省自然科學基金項目(S2011010003356)資助。

* 通訊作者(hongershu@163.com)

張晗(1990—)，男，安徽六安人，碩士研究生，主要從事土壤修復方面研究。E-mail: hxhjzhanghan@163.com