河岸緩沖帶對采礦廢棄地水土流失及其重金屬污染擴散的消減效應

鄧江堤，張燦，李宇，李博，祖艷群，李元，陳建軍，張洲

（云南農業大學資源與環境學院，昆明 650201）

重金屬污染導致河流污染問題日益嚴重，在多數水生系統污染案例中，人類活動被認為是造成污染的主要原因。河流重金屬污染形式主要是沉積物污染和水體污染，污染物種類和強度有明顯的時空特性，雨季污染程度較旱季更高，污染擴散范圍和嚴重程度受降雨強度和相對地理位置影響。受采礦廢棄地重金屬污染的緩坡河段會形成重金屬含量較高的污染敏感區，受污染區域的Pb、Cd含量可達世界平均水平的56 倍和18 倍。重金屬污染擴散特征因元素種類不同而有較大差異，且隨時間推移，徑流侵蝕對污染物擴散的重要程度增加。礦區廢棄物對河流重金屬污染物總量貢獻高，有著污染重、去除難、潛在風險大、持續時間長、修復費用高等特點，且還存在修復后總量變化小等問題。伴隨植物重金屬元素中毒產生的植被覆蓋減少問題會導致地表土壤侵蝕程度加重，水蝕、風蝕、下滲是采礦廢棄地重金屬污染的主要途徑，其中溝壑和河岸侵蝕是河流污染的主要來源。因此，礦區周邊污染程度和生態風險普遍較高的小流域受到較多的關注。

河岸帶生態系統是陸地污染物進入水域的最后防線，植被覆蓋顯著降低了河岸帶侵蝕強度，是影響侵蝕量的主要因素。模型模擬結果顯示，緩沖帶對限制和減少來自礦區的重金屬流出有很大作用，可降低下游區域的重金屬含量。緩沖帶重金屬的凈化效果受植被配置影響顯著，同時污染物因種類不同也會表現出累積和擴散特征差異。生態緩沖帶的空間結構、功能和植被配置均會影響處理效果，群落物種多樣性和植物高度多樣性能有效抵御降雨帶來的土壤侵蝕，其中灌草復合緩沖帶是良好的污染物攔截模式。研究表明，重金屬元素在地表徑流中主要以顆粒態流出，不同模式中Cd 和Pb 流出量大小依次為草＞灌草＞喬灌草，喬灌草模式還具有最低的徑流量和最高的生物量。結構復雜的自然植被對Cu、Cd、Pb和Mn等元素的流出量為單一人工夏香草（Sat?ureja obovata Lag.）群落的3%~76%。重金屬濃度在簡單的地表覆蓋模式中可降低90%以上，甚至枯草也能達到類似的效果。豐富度高的植物群落能更好地適應季節變化，在不同植物生長地持續減少重金屬流出。為避免因地表裸露和自然侵蝕導致的污染加劇和擴散，應重新建立諸如養分循環、保水保肥、降低重金屬生物利用度等功能。

通過對鉛鋅采礦廢棄地小流域溝渠灌/草套種模式生態緩沖帶重金屬污染物消減效應研究，分析不同灌?草模式生態緩沖帶對污染物消減效果的差異，探究生態緩沖帶植被生長、地表覆蓋、植物群落模式和重金屬流出特征對污染物消減效果的影響，篩選出污染物攔截效果優良的灌?草群落模式，為礦區廢棄地小流域河岸緩沖帶的污染物攔截和植被恢復提供依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

我國云南省蘭坪縣地處滇西北橫斷山脈縱谷地帶，屬金沙江、瀾滄江、怒江流域三江并流中心帶。試驗地位于蘭坪縣金頂鎮來龍村的兔子山礦段，蘭坪縣城以西5.5 km 處，海拔2 880 m，低緯山地季風氣候，為亞熱帶高山林，年平均溫度10.7 ℃，年平均降雨量1 002 mm。土壤基本理化性質：pH 7.21、有機質8.45 g·kg、全氮1.58 g·kg、全磷9.38 g·kg、全鉀1.49 g·kg、速效氮20.13 mg·kg、速效磷9.52 mg·kg、速效鉀45.38 mg·kg、Cd 215.37 mg·kg、Pb 20 193.49 mg·kg、As 446.63 mg·kg。

1.2 試驗設計和采樣方法

試驗在雨季進行，于2020 年6 月20 日在兔子山采礦廢棄地溝渠河岸帶構建生態緩沖帶（圖1）。2 種草本植物[黑麥草（Lolium perenne）、紫花苜蓿（Medica?go sativa）]和3 種灌木[杜鵑（Rhododendron simsii）、花椒（Zanthoxylum bungeanum）、石楠（Photinia serratifo?lia）]為試驗材料，同一種灌木均選擇長勢相近的個體種植。共8 種模式，分別為黑麥草（L）、黑麥草+杜鵑（LR）、黑麥草+花椒（LZ）、黑麥草+石楠（LP）、紫花苜蓿（M）、紫花苜蓿+杜鵑（MR）、紫花苜蓿+花椒（MZ）和紫花苜蓿+石楠（MP）。灌木種植間距0.8 m×0.6 m，草本植物等高種植，每種模式4 個重復，隨機布置，共計32個原位試驗小區，小區面積為5 m（2.5 m×2 m），坡度10%~15%。小區間隔1 m，按4行8列排列，小區間用石棉瓦（地下0.3 m、地上0.7 m）隔開以切斷相鄰地塊的聯系，避免水文干擾。每個小區放置50 L 收集罐，通過塑料管道連接到小區收集地表徑流。播種前施用有機肥15 000 kg·hm（有機質含量≥50%），普鈣300 kg·hm（PO≥16.0%）。

圖1 研究區位置及小區布置圖Figure 1 Research area location and plots arrangement

7—11 月每月記錄草本植物高度、灌木高度、灌木冠徑、分支數、蓋度、植物生長情況和小區收集徑流水量，并收集1 L 攪拌均勻后的徑流水。草本植物于11 月收割，同時采集灌木的葉片及草本植物根際土壤（深度0~20 cm）。將草本植物分成地上部分和根，植物樣品用去離子水清洗，在105 ℃殺青0.5 h，80 ℃烘干至質量恒定，用研缽和杵研磨成粉末后過1 mm篩，用以測定重金屬含量。土壤風干后過1 mm 和0.25 mm的尼龍篩，用以測定重金屬含量。

1.3 指標測定方法

1.3.1 徑流泥沙樣品制備及泥沙量測定

將裝有0.45 μm 水系微孔濾膜的稱量瓶在105 ℃烘干約0.5 h、冷卻并稱量，直至兩次稱量的質量差≤0.2 mg，量取充分混合均勻的徑流樣品100 mL抽吸過濾，再以每次10 mL 蒸餾水連續抽吸3 次，加入0.1 mL 鹽酸保存濾液。取出載有懸浮物的濾膜放在原質量恒定的稱量瓶中，在105 ℃烘干約1 h、冷卻并稱量，直至兩次稱量的質量差≤0.4 mg。泥沙濃度計算公式：

式中：為徑流中泥沙濃度，mg·L；為懸浮物+濾膜+稱量瓶質量，g；為濾膜+稱量瓶質量，g；為樣品體積，mL。

1.3.2 植物重金屬含量測定

稱取約0.4 g 植物樣品于消解內罐中，加入5 mL硝酸，蓋好內蓋，旋緊不銹鋼套，放入恒溫干燥箱，于150 ℃下保持4 h。冷卻后緩慢旋松外罐，取出消解內罐，放在可調式電熱板上于150 ℃趕酸至1 mL 左右。冷卻后將消化液轉移至50 mL 容量瓶中，用少量水洗滌內罐和內蓋3 次，合并洗滌液于容量瓶中并用水定容至刻度，混勻備用。同時做試劑空白試驗。采用原子吸收光譜儀（ICE3300，賽默飛世爾，德國）測定Cd和Pb 的含量。吸取一定量的消解液于50 mL 比色管中，加3 mL 鹽酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗壞血酸溶液，用水稀釋至刻度，搖勻放置，采用原子熒光聯用儀（LC?AFS 9600，海光，中國）測定As 含量。植物重金屬富集系數（BCF）和轉運系數（TC）計算公式：

富集系數=植物地上部重金屬含量（mg·kg）/土壤重金屬含量（mg·kg）

轉運系數=植物地上部重金屬含量（mg·kg）/植物地下部重金屬含量（mg·kg）

1.3.3 顆粒態Cd和Pb含量測定

稱取0.500 g 土壤樣品或將載有懸浮物的濾膜放入150 mL 的燒杯中，加入少許水和10 mL 王水（硝酸∶鹽酸=1∶3）后靜置8 h。140~160 ℃加熱，直到棕色煙消失。冷卻后加入5~10 mL 高氯酸，加熱到灰白色。冷卻至室溫后，濾入100 mL 容量瓶。同時做試劑空白試驗。采用原子吸收光譜儀（ICE3300，賽默飛世爾，德國）測定Cd和Pb的含量。

1.3.4 顆粒態As含量測定

稱取0.500 g 土壤樣品或將載有懸浮物的濾膜放入50 mL 比色管中，加少許水潤濕樣品，加入10 mL王水（硝酸∶鹽酸∶蒸餾水=1∶3∶4），加塞搖勻后于沸水浴中消解2 h，中間搖動幾次，取下冷卻，用水稀釋至刻度，搖勻后放置。吸取一定量的消解液于50 mL比色管中，加3 mL 鹽酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗壞血酸溶液，用水稀釋至刻度，搖勻放置，取上清液待測。同時做空白試驗。采用原子熒光聯用儀（LC ?AFS9600，海光，中國）測定As含量。

1.3.5 溶解態重金屬濃度測定

將保存的濾液放入250 mL 錐形瓶中，加入5 mL硝酸?高氯酸混合酸，于電熱板上加熱至冒白煙，冷卻。再加入5 mL 鹽酸溶液，加熱至黃褐色煙冒盡，冷卻后移入50 mL 容量瓶中，加水稀釋定容，混勻。采用原子吸收光譜儀（ICE3300，賽默飛世爾，德國）測定Cd和Pb的濃度。吸取一定量的消解液于50 mL比色管中，加3 mL 鹽酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗壞血酸溶液，用水稀釋至刻度，搖勻放置，采用原子熒光聯用儀（LC?AFS 9600，海光，中國）測定As濃度。

1.4 數據統計分析方法

采用Excel 2016 對數據進行處理，采用Origin 8.0繪圖，采用SPSS 20 統計軟件進行單因素方差分析（One?way ANOVA）和差異顯著性檢驗（Duncan）、相關性分析（Pearson）、回歸分析（Logistic）和主成分分析（Principal component analysis，PCA）。顯著性閾值設置為0.05（顯著）和0.01（極顯著）。

2 結果與分析

2.1 不同模式水土流失比較

緩沖帶土壤Cd、Pb 和As 含量試驗前后無顯著差異（0.05）。對8種灌?草生態緩沖帶模式泥沙、Cd、Pb 和As 的累積流出量和擴散特征進行比較（表1）發現，不同模式灌?草生態緩沖帶對污染物的消減效果有差異，8 種緩沖帶的土壤侵蝕率為0.56~0.85 t·hm，Cd、Pb 和As 的流出量分別為0.10~0.15、6.38~9.61 kg·hm和0.31~0.44 kg·hm，泥沙是Cd、Pb和As的主要載體，占重金屬總流出量的90.70%~94.35%、99.79%~99.88%和96.96%~98.18%。間作模式徑流量、泥沙量較單作模式更低，MZ 平均徑流量較M 減少了21%，LR 和MR 平均泥沙量分別較L 和M 減少了27%和22%。間作模式Cd、Pb 和As 的平均流出量較單作模式更低，LR 的Pb 和As 平均流出量較L分別降低28%和24%，MP 的Cd、Pb 和As 平均流出量較M 分別降低33%、32%和29%。

表1 觀測期水土流失及重金屬流出總量Table 1 Total soil erosion and heavy metals losses during the observation period

2.2 不同模式重金屬消減作用比較

對泥沙中重金屬含量（圖2）和徑流中重金屬濃度（圖3）變化趨勢分析發現，32 個試驗小區11 月Cd、Pb 和As 平均濃度較7 月分別降低46%、41%和40%。顆粒態Cd、Pb 和As 含量變化趨勢一致，溶解態Pb 和As 濃度變化趨勢一致。隨時間推移，11 月32 個小區平均顆粒態Cd、Pb和As含量較7月顯著升高了27%、48%和47%（＜0.05），顆粒態Cd、Pb 和As 含量分別接近、低于和高于土壤中對應元素的含量，其中顆粒態As 含量為土壤As 含量的1.41 倍，有明顯的富集現象。11 月溶解態Cd、Pb 和As 平均濃度較7 月顯著降低了64%、99%和88%（＜0.05）。

圖2 顆粒態重金屬含量Figure 2 The content of heavy metals in sediment

圖3 徑流中溶解態重金屬濃度Figure 3 The concentration of dissolved heavy metals in surface runoff

2.3 不同模式植物重金屬富集效果

對8 種灌?草生態緩沖帶模式植物地上部形態特征和小區蓋度進行比較（圖4）發現，除花椒外，間作對植物形態無顯著影響，草本植物是試驗期間小區蓋度的主要貢獻植物。花椒冠徑在MZ 模式中較LZ 模式顯著高44%（0.05），種植黑麥草的小區平均蓋度較紫花苜蓿小區高84%。黑麥草占總蓋度的94%~96%，紫花苜蓿占總蓋度的87%~90%。黑麥草、杜鵑和石楠對采礦廢棄地重金屬污染環境適應性較好。

圖4 植物形態特征及小區蓋度Figure 4 Plant morphological characteristics and plot coverage

對5 種植物重金屬累積特征進行比較，結果見表2 和表3。植物地上部、地下部或葉片重金屬含量變化很大，不同植物對同種元素累積特征存在差異，同一植物對不同元素累積存在特異性。單作模式中黑麥草和紫花苜蓿地上部Cd、Pb、As 含量無顯著差異，同一間作模式中黑麥草地上部Cd含量較紫花苜蓿顯著高51%~65%（0.05），Pb 和As 含量無顯著差異；黑麥草地下部Cd、Pb 和As 的含量在單作和間作模式中均顯著高于紫花苜蓿（0.05）。紫花苜蓿地上部Cd 含量在MR 和MZ 模式中較M 顯著低34%和33%，地上部As 含量在MR 模式中較M 顯著低48%（0.05）。黑麥草和紫花苜蓿在單作或間作模式中對Cd、Pb 和As 的BCF 無顯著差異。紫花苜蓿在MR 模式中Cd 的TC 較M 低37%（0.05）。灌木葉片Cd 含量為花椒＞杜鵑＞石楠，Pb含量為花椒＞杜鵑＞石楠，As含量為花椒≈杜鵑＞石楠。花椒葉片Pb累積特征因種植模式不同存在差異，Pb 含量和BCF 在LZ 模式中較MZ分別低42%和50%。

表2 不同灌?草模式植物重金屬含量（mg·kg?1）Table 2 Heavy metal contents of plants in different patterns（mg·kg?1）

表3 植物重金屬累積特征Table 3 Plants heavy metal accumulation characteristics in different patterns

2.4 不同模式水土流失和重金屬消減的關系分析

相關分析表明（表4），徑流量與徑流泥沙濃度、溶解態Pb、As 濃度呈極顯著負相關關系（＜0.01），與泥沙、Cd、Pb 和As 流出量呈極顯著正相關關系（0.01）。泥沙、Cd、Pb、As 流出量間互為極顯著正相關關系（0.01）。泥沙產量與顆粒態Pb、As 含量呈顯著負相關關系（0.05），與溶解態Pb、As 濃度呈極顯著負相關關系（0.01），徑流中泥沙濃度與顆粒態Pb、As 含量呈極顯著負相關關系（0.01），與溶解態Pb、As 濃度呈顯著正相關關系（0.05，0.01）。說明重金屬主要以泥沙為載體流出且受徑流影響，但擴散特征有差異。

表4 不同模式灌?草生態緩沖帶地表徑流中重金屬污染物的Pearson相關關系分析Table 4 Pearson relationship analysis of heavy metal losses in surface runoff in different ecological buffer patterns

相關分析表明，小區蓋度與泥沙濃度、溶解態Pb、As 濃度呈極顯著負相關關系（0.01），與顆粒態Cd、Pb 和As 含量呈極顯著正相關關系（0.01）。灌

木分支數與溶解態Pb 濃度呈顯著負相關關系（0.01）。草本植物株高與泥沙濃度、溶解態Pb、As 濃度呈顯著負相關關系（0.05），與顆粒態Cd、Pb和As含量呈顯著正相關關系（0.05）。說明植被覆蓋影響泥沙中重金屬含量和徑流中溶解態重金屬濃度。草本植物地下部Cd、Pb 和As 含量與小區蓋度呈極顯著正相關關系（＜0.01），灌木葉片As 含量與溶解態As濃度呈顯著負相關關系（＜0.05）。

根據徑流量預測泥沙產量，通過泥沙量和小區蓋度預測顆粒態和溶解態Cd、Pb 和As 的流出量。逐步回歸分析表明（表5），泥沙主要通過徑流攜帶流出，影響不同形態Cd、Pb 和As 流出的因素有差異。顆粒態Cd、Pb 和As 的流出受到泥沙產量和小區蓋度的影響，其中顆粒態Pb 流出量還受到徑流量影響。溶解態Cd和As的流出受徑流量影響，Pb和As的流出受到小區蓋度的影響。徑流沖刷是泥沙、Cd、Pb和As流出的主要驅動力，植被覆蓋在一定程度上減輕了溶解態Pb和As的流出，但增加了泥沙中Cd、Pb和As的濃度。

表5 泥沙產量、重金屬流出量和灌?草生態緩沖帶間的相關性分析和逐步回歸（n=160）Table 5 Correlation analysis and stepwise regression between sediment,heavy metal loss and vegetation patterns（n=160）

基于污染物流出量、植物重金屬含量、小區和植物形態特征的主要成分分析（圖5）表明，累積率達到77%，組分1 為49%，組分2 為28%。選擇兩個包含污染物擴散特征和小區植被特性的主要成分作為評估污染物消減的基礎。組分1 主要包含小區蓋度和植物重金屬含量信息，組分2 主要包含泥沙和重金屬流出信息。將成分1 繪制在水平軸上，成分2 繪制在垂直軸上。LR 模式成分2 表征的泥沙和重金屬流出量得分最低，同時成分1 表征的小區和植物重金屬含量較好。

圖5 灌?草生態緩沖帶的主成分分析散點圖Figure 5 Scatter diagram of principal component analysis for ecological buffer patterns

3 討論

3.1 不同模式水土流失特征和重金屬消減分析

采礦廢棄地植被覆蓋率較自然環境低，地表擾動后抗侵蝕能力下降，徑流沖刷外營力作用下重金屬元素隨泥沙流出作用明顯，同時表現出元素擴散差異性。土壤重金屬主要保留在表層土壤（0~20 cm）中，垂直遷移率受土壤有機質含量等因素影響，貧瘠的地塊垂直遷移率較低，即使在有機質相對較高的森林土壤中Cd 和Pb 等元素垂直遷移率也小于1 cm·a，短期內重金屬以橫向遷移為主。生態緩沖帶降低了徑流中泥沙、Cd、Pb 和As 濃度，消減了泥沙侵蝕和污染物的流出量。土壤侵蝕率與過去礦區土壤47%覆蓋率下侵蝕研究結果接近，遠低于風化板巖形成的土壤，但重金屬元素的流出量遠高于風化板巖形成的土壤，同一份研究還發現坡度為15%時，2.7 m 和12 m寬度裸地沉積物的濃度一致性較好，坡度為10%~15%時，河岸帶產沙量受植被蓋度和坡度的交互作用影響。侵蝕程度低可能是土壤老化，植物根系將壓實后的土壤固定在一起的結果。

7—9 月水土流失和重金屬擴散特征沒有顯著差異，可能是因為小區蓋度低于一定數值（30%）時，植被覆蓋率對污染物擴散消減效果不顯著。除溶解態Cd外，徑流量較大對污染物有稀釋作用，同時可帶走更多的污染物，各模式間顆粒態Pb的含量（變異系數為7%，8 月）差異較小。回歸分析和相關分析結果顯示，泥沙產量受徑流量的控制，Cd、Pb 和As 的流出受泥沙產量控制，重金屬的流出和泥沙產量間存在正線性關系，小區蓋度主要會影響泥沙中Cd、Pb 和As的含量，其他研究中微量元素流出量、徑流量和泥沙量間的相關分析結果與本研究相似，且接近對自然植被研究的結果，說明減少泥沙產量是消減污染物的主要途徑。10—11 月各模式間污染物的濃度和流出量存在差異，分析表明，植物對重金屬污染地塊的生長適應性差異造成的小區蓋度變化導致不同模式污染物濃度和流出量存在差異。后續研究應關注泥沙顆粒粒徑、污染物流出量和土壤管理措施間的關系，進一步了解采礦廢棄地重金屬的擴散特征。

土壤重金屬含量是影響重金屬流出量的重要因素。造成重金屬超標的主要原因是泥沙中的重金屬元素在徑流污染物中的占比過高，尤其是Pb。溶解態重金屬濃度降低可能與植物利用了水溶態重金屬有關。土壤As 流出呈現富集趨勢，這是因為土壤細粒徑中的重金屬含量高于粗粒徑，徑流中泥沙粒徑減小。Cd、Pb 和As 擴散特征可能與泥沙顆粒大小有關，7—8 月試驗小區植被覆蓋率低，泥沙在濺蝕和沖蝕作用下被搬運出緩沖帶，隨著緩沖帶植被覆蓋率提高，在植被緩沖和過濾作用下粗粒被截留在小區中，細粒隨徑流流出。草本植物與灌木間作，草本植物豐富了土壤淺層根系統，形成更穩定的土壤結構，交織的根系系統能有效抵御來自風蝕和水蝕的土壤擾動，減少70%表層土壤脫落。

PCA 分析表明，黑麥草/杜鵑（LR）模式對Cd、Pb和As 流出得分最低，植物生長情況較好。地表覆蓋能保護土壤，起到緩沖和分散雨滴的作用，保護土壤免受降雨的直接沖擊，小區植被高度的增加可能發揮與蓋度增加類似的作用，豐富的層間結構增加對雨滴的緩沖和分散次數，減輕土壤受到的濺蝕，草本植物快速生長是短期內發揮作用的關鍵。生態緩沖帶重金屬消減效果對徑流量、植被結構和覆蓋率較為敏感。在緩沖帶群落長期的演替過程中，初期是雜草發揮主導作用。研究顯示，隨著植被多樣性和地表覆蓋率增加，灌木和喬木的水土保持效果會更突出，豐富的物種結構會帶來更穩定的污染物消減效果。

3.2 不同模式植物形態特征、重金屬累積特征分析

植物生長受到養分、氣候、重金屬脅迫等影響，會出現分支數、株高、冠徑、質量等指標數值下降，葉片變黃，葉綠素含量下降。隨時間推移，紫花苜蓿株高持續增加，黑麥草株高略有下降，可能原因是黑麥草在低于預適應溫度時耐寒性較差，重金屬脅迫下葉綠素和類胡蘿卜素降低，多種因素疊加造成光合作用活性較低，與試驗觀察到黑麥草葉片發黃枯萎一致。單株紫花苜蓿較黑麥草對試驗環境有更好的適應性，但黑麥草模式植株數量和蓋度更高，這與黑麥草種子在重金屬脅迫下耐性和萌發率較紫花苜蓿更高有關。7—9 月花椒長出了較多分支，隨時間延長，在高海拔地區生長的花椒由于氣候變冷、營養不足、重金屬脅迫等原因，葉片和枝條凋落。花椒地上部重金屬含量受氣候和土壤因素影響較大，在受污染土壤上生長的花椒果皮樣品有很高的健康風險，考慮到花椒的重金屬累積和落葉特性，需預防落葉造成的二次污染，謹慎使用花椒作為重金屬污染地塊修復的經濟作物。杜鵑和石楠生長狀況良好，不斷發出新芽，分支數和株高穩定增長，能適應營養貧瘠的重金屬污染環境，對高重金屬污染環境的適應能力較花椒更強。石楠對Cd、Pb、As 的富集系數更低，且持續發出新芽，可適應惡劣環境，是先鋒植物優選。

間作是常用的農業生產技術，合理搭配間作植物能改善植物對重金屬的累積和轉移能力，在土壤重金屬修復領域有較好的應用潛力。紫花苜蓿是常被用于間作增產的牧草，間作時紫花苜蓿地上部重金屬含量減少，與之間作的植物對重金屬吸收和轉運量升高，這與本研究結果相似。葡萄與紫花苜蓿間作時葡萄藤的Fe、Pb 和Co 的濃度高于葡萄與黑麥草間作；與紫花苜蓿間作時蓖麻（Ricinus Communis L.）中Cd 和Zn 的含量分別增加了1.14 倍和2.19 倍，在污染條件下株高、莖圍和生物量均有不同程度增加。紫花苜蓿會影響與之間作植物對重金屬元素的代謝和營養生長，促進植物對重金屬的吸收并將重金屬向衰老和枯萎的葉片轉移，這可能與化感作用有關。紫花苜蓿在土壤重金屬污染修復領域是優良的間作植物，應當關注紫花苜蓿對與之間作植物的重金屬累積特征的影響。

4 結論

（1）灌/草套種模式生態緩沖帶能有效減少采礦廢棄地泥沙、Cd、Pb 和As 擴散，Cd、Pb 和As 流出量隨泥沙流失量下降呈線性下降，裸露的采礦廢棄地緩沖帶6個月植被覆蓋率提高到46%。

（2）灌/草套種模式生態緩沖帶較單一的草生態緩沖帶有更好的污染物消減效果，黑麥草/杜鵑模式對污染物消減效果較其余的灌?草生態緩沖帶更好。

（3）在采礦廢棄地溝渠河岸帶構建灌/草套種模式生態緩沖帶，通過植被覆蓋和植物重金屬累積消減水土流失和重金屬擴散，能夠減少Cd、Pb 和As 向河流遷移，降低采礦廢棄地下游的生態環境風險。