植被恢复模式对工业污染地土壤重金属的影响*——以韶关市马坝森林公园为例

黄华蓉 张 亮

（1. 广东省岭南综合勘察设计院，广东 广州 510663；2. 广东省林业调查规划院，广东 广州 510520）

经济的快速发展，必然不断增加对矿产资源的需求。矿产资源的开采和冶炼等生产过程中产生的含有较高重金属污染水平（例如Pb、Cr、Ni、Zn、Cu）的废料和废气通常向生产现场或附近的地方排放。大量的研究表明，重金属在环境中极具持久性，不可生物降解，且具有生物毒性[1-2]。当重金属在水生生境和土壤中蓄积后，往往造成农田土壤、土壤和水源的污染，对当地的生态环境构成较大的威胁与危害[3-4]。因此，开展矿区污染地的生态恢复，确保矿区经济发展与环境协调持续，成为当今急需解决的问题[5]。通常，废料和废气未经处理就被排放至环境，其对环境影响的研究较少，使得这些污染地点的潜在危险在很大程度上仍不为人所知，难以提出补救技术或合适的生态修复计划。利用适当的质量标准和风险评估方法对污染地进行风险等级评估，将有助于阐明重金属污染问题[6-7]。因此需要通过监测环境中重金属的浓度来准确评估污染地的重金属污染风险[8]，例如欧洲标准测量和测试程序（European Community Bureau of Reference）往往用于研究重金属的流动性和生物利用度[9]。而另外一些风险评估标准可以用来评估重金属的风险。例如，地理累积指数（Geoaccumulation Index）是一种用于估计重金属污染水平的方法[10-11]。污染因子（Contamination Factor）的实时测定被认为是监测一段时间内污染的有效方法，污染程度（Contamination Degree）通过污染因子的所有值的总和来计算[12-13]。潜在生态风险指数（Potential Ecological Risk Index）可以综合评价重金属影响的环境风险[13-14]。当我们进行土壤重金属污染评价时，参考指标的选取会直接影响到土壤重金属污染评价的真实性、合理性和科学性，重金属污染指标的评价必定是建立在各区域环境和政策的基础上的。我国土壤重金属含量普遍存在空间异质性[15]，因此在评价土壤重金属污染时，同时采用国家标准以及地方标准是最常见和最稳妥的方法[16]。

利用植被恢复吸收、转移土壤中的重金属是改善工业污染地最常用也是最有效的方法之一。已有研究表明，通过建立稳定、高效的人工植被生态系统，能够有效吸收土壤中的重金属元素，起到去除土壤重金属污染的作用。张刘东等人[17]的研究表明黑松Pinus thunbergii对土壤Cu 和Cd的修复效果最好，侧柏Platycladus orientalis对土壤Zn 的修复效果最好。同样，张金婷等人[2]的研究表明巨菌草Pennisetum giganteum、香根草Vetiveria zizanioides、伴矿景天Sedum plumbizincicola等地被植物在种植一年后就能够显著降低土壤重金属污染的风险等级。鉴于不同类型的植物对重金属的吸收能力不同，因此不同的种植模式或是种植密度对重金属的修复能力具有一定差异。Chen 等人[18]的研究表明植被的种植增加了Cd 的迁移率，降低了As 的迁移率，而不同植被类型和种植密度间As 和Cd 的总浓度和比例存在显著差异。补植套种、疏伐改造和人工造林是常见的几种植被恢复的造林模式，在污染地植被恢复的实际应用中均取得了良好的效果，但是我们还不清楚这几种植被恢复的造林模式对工业污染地的重金属去除效果如何。

实验地（拟建的韶关市马坝森林公园）位于韶关铅锌冶炼厂南边，西北盛行风向的下风区，冶炼厂生产过程中产生的二氧化硫等污染物排放到大气中，形成酸沉降，对该区域造成了破坏。此外，矿渣等生产废弃物中含有大量铅、镉、汞、铊等重金属离子，污染了周边土壤；还有少量污染物随废水进入北江流域，致研究区域的水源受到不同程度的影响。因此，本研究的目的是（1）利用适当的重金属风险评估方法，确定韶关市曲江区马坝森林公园土壤重金属污染程度；（2）对比不同植被恢复的造林模式（补植套种、疏伐改造和人工造林）去除土壤重金属中的作用效果。研究旨在通过阐明该区域重金属污染的风险程度，通过测定不同造林模式下重金属的去除状况，以检验生态修复效果，这将对支持该拟建的韶关市马坝森林公园的可持续发展决策进程至关重要。

1 研究区域概况

韶关市曲江区地处广东省的北部，属中亚热带季风气候，年平均温度为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，水热同季，夏季高温多雨、冬季温和少雨。由于纬度较低，太阳辐射角度大，热量丰富。光、温、水丰富的条件使得该区域森林资源丰富。

拟建的韶关市马坝森林公园，位于曲江区马坝镇，总面积113.3 hm2，适合造林地110.5 hm2。经现场踏查，研究区域的主要地类为疏林地、未成林造林地和无立木林地。疏林地优势树种为桉树Eucalyptus robusta、白花泡桐Paulownia fortunei和马尾松Pinus massoniana；未成林造林地主要树种为山杜英Elaeocarpus sylvestris、樟树Cinnamomum camphora、枫香Liquidambar formosana等。桉树林下植被主要是杂灌和杂草等，其他地块几乎不见灌木和草本。造林区域按照现状分为17 个地块，各个地块的概况和位置分布详见图1。

图1 研究区域初期植被分布Figure 1 Initial vegetation distribution in the survey region

2 研究方法

2.1 造林设计

植被恢复结合实地情况，按改造后的森林景观类型进行造林分区区划，将原来的17 个地块重新区划为3 个改造目标类型，共10 个作业小班（图2），详细造林方式见表1。

表1 造林作业小班和造林方式Table 1 Afforestation operation class and methods

2.2 样品采集和测定

在每个造林方式下随机选取3～4 个海拔相近、坡向相同的采样点，分别于植被恢复前（2018 年1月15 日）和植被恢复2 年后（2020 年8 月3 日），在每个采样点随机挖取一个剖面，采集0～25 cm 和25～50 cm 层土壤样品。采样完成后用四分法对混匀后的土壤样品进行减量，带回实验室，经自然风干后拣去动植物残体和石块，用木棍磨碎后过0.25 mm 孔径尼龙筛，室温密封保存，用于测定土壤重金属含量。具体的采样点分布见图2。

图2 研究区域各小班采样点分布Figure 2 Distribution of sampling points of each small class in the survey region

根据研究目的，土壤样品测定指标为重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr 的含量。上述所有指标测试方法均参照鲍士旦[19]编著的《土壤农化分析》中的HF-HNO3-HCLO4消解法，用原子分光光度计法测定，每个样品的光度值取稳定后3 次重复的平均值。

2.3 数据处理

根据测得的重金属Cu、Zn、Pb、Cd、Ni、Cr的含量，对不同植被恢复区域的土壤重金属特征进行统计分析。运用EXCEL 进行数据整理，运用R 语言（P version 4.1.0）对数据进行分析和作图。

污染风险评价参照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）[20]以及广东省环境监测中心发布的《广东地带性土壤的环境背景值》[21]，采用内梅罗综合污染指数法[22]和潜在生态风险指数相结合的方法对重金属污染程度进行评价[23]。

内梅罗综合污染指数计算公式如下:

（1）单因子污染指数计算

Pi=Ci/Si

式中：Pi为土壤重金属元素i的污染指数；Ci为土壤重金属元素i含量的实测值；Si为重金属元素i的限量标准值。单因子污染指数法评价标准：Pi≤ 1，无污染；1 ＜Pi≤ 2，轻度污染；2 ＜Pi≤ 3，中度污染；Pi≥ 3，重度污染。

（2）综合污染指数计算

为全面反映多种重金属对土壤的综合作用，突出高浓度重金属对环境质量的影响，采用内梅罗综合污染指数法。

式中：Pm为内梅罗综合污染指数；Pimax为土壤各重金属元素污染指数的最大值；Piavg为土壤各重金属污染指数的平均值。内梅罗污染指数可分为5 级，Pm≤ 0.7 时表示土壤仍清洁；0.7 ＜Pm≤ 1.0 表示土壤尚清洁（警戒线），1.0 ＜Pm≤ 2.0表示土壤轻度污染，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）潜在生态风险指数能够分别反映研究区域中单个及多种重金属元素对土壤的潜在生态影响。计算公式如下：

式中：Ei为重金属元素i的单因子潜在生态风险指数，Ti为重金属i的毒性响应系数（Cd =30 ＞ Pb = Cu = Ni = 5 ＞ Cr = 2 ＞ Zn = 1）；Ci是调查区土壤重金属i的实测浓度，Co是广东省土壤重金属的区域背景值；Ri为土壤第n个采样点综合因子潜在生态风险指数。潜在生态风险等级划分如下：Ei≤ 40 属于轻微生态风险；40 ＜Ei≤ 80 属于中等生态风险；80 ＜Ei≤ 160 范围内，属于强生态风险；160 ＜Ei≤ 320 属于强生态风险；Ei＞ 320 达到极强生态风险。Ri≤ 150 属于轻微生态风险；150 ＜Ri≤ 300 属于中等生态风险；300 ＜Ri≤ 600 属于强生态风险；Ri＞ 600则为很强生态风险。

3 结果与分析

3.1 土壤重金属污染程度评价

经单因子污染指数评价，调查区不同重金属元素的单因子污染指数平均值大小依次为Cd ＞Pb ＞ Zn ＞ Cr ＞ Cu ≈ Ni，其中，采样点2、3、10 土壤中Cd 以及采样点4、5、6 土壤中Zn 有轻度污染（表2），而采样点4、5、6 土壤中Cd 属于重度污染。采样点4、5 土壤中Pb 污染分别处在“中度”和“轻度”水平。经内梅罗综合污染指数评价，调查区10 个采样点中有6 个受到不同程度的重金属污染。其中，轻度污染、中度污染和重度污染水平所占比率分别为20%、10%和30%，采样点8、9 处于“安全”水平，而采样点1 和7 则处于“警戒线”水平。

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

然而，以广东地带性土壤的环境背景值作为评价标准时结果显示，经单因子污染指数评价后，除个别采样点的个别重金属外，例如采样点7、10 土壤中Cu，采样点8 土壤中Pb，采样点1、2、3、6、9、10 土壤中Ni，其他采样点所有重金属都有不同程度的污染。污染最为严重的是Cd，单因子污染指数在16.77～473.42 之间，均值为132.14，其中污染最为严重的是采样点5，其次是采样点4 和6。在10 个采样点中，土壤Pb 的超标率达90%（有9 个处于污染水平），平均污染指数为9.81，污染最严重的是采样点4，其次是采样点5 和6。重金属Zn 和Cr 的平均污染指数虽然低于Pb，分别为5.16 和1.46，但污染范围广，10 个采样点均超标，与Cd 和Pb 类似，污染最严重的地点仍然为采样点4、5、6。重金属Cu 的污染率为80%，单因子污染指数在0.80～4.34 之间，均值为1.85，各采样点Ni 的单因子污染指数范围（0.61～1.57）波动性小于其他5 种重金属，同时，其污染率为40%，但整个研究区域Ni 的平均污染指数仍然高于1，处于轻度污染水平。内梅罗综合污染指数评价发现，调查区土壤污染非常严重，10 个采样点均受到重度污染，其中，污染最为严重的是采样点4、5、6，综合污染指数分别为481.14、419.05 和235.06，远远高于其他采样点。

各重金属单因子潜在生态风险指数评价结果显示，调查区土壤中Cd 的单因子潜在生态风险指数均远远高于320（表3），达到“极强”潜在生态风险，其中生态风险指数最高的是采样点5 和4，单因子生态风险指数分别达到14 202.60 和12 348.00。同样，上述两个采样点Pb 污染风险分别达到“很强”和“强”水平，而其他剖面Pb 的单因子生态风险指数均处于“轻微”水平。调查区Cu、Zn、Cr 和Ni 的生态风险因子均在40 以下，潜在生态风险较低。重金属综合潜在生态风险指数评价结果表明，调查区土壤重金属污染整体上具有“强”或“很强”的潜在生态风险。其中，“强”生态风险比例为20%，而处于“很强”的生态风险水平的土壤占80%。综合生态风险指数最高者仍为采样点5 和4，综合风险指数分别达到14 354.68 和12 598.28，远高于规定值600。

表3 潜在生态风险因子（Ei）和综合风险指数（Ri）Table 3 Potential ecological risk factors (Ei) and comprehensive risk index (Ri)

3.2 不同造林模式对土壤重金属的修复效果

图3 对比了恢复前后土壤中重金属的含量。结果表明，补植套种显著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量（P< 0.05）。其中，土壤中Cu 元素的含量由原来的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，补植套种后Zn、Cd 和Cr 的含量轻微上升。

图3 处理前后土壤中重金属含量Figure 3 Soil heavy metal content before and after treatment

人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出现轻微上升，Zn、Cd、Pb 和Ni 出现下降的趋势，人工造林前后的金属元素差异均不显著。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 处理前后差异显著。Zn 由处理前的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 由原来的70.38 mg/kg 下降到了46.62 mg/kg。尽管处理前后Cu 和Ni 差异不显著，但处理后Cu 和Ni 均有降低的趋势，Cu 由处理前的34.45 mg/kg 下降到了处理后的20.92 mg/kg，Ni 则由处理前的18.25 mg/kg 下降到了13.02 mg/kg。

4 结论与讨论

4.1 本研究同时参照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）[20]以及广东省环境监测中心发布的《广东地带性土壤的环境背景值》[21]。当以广东地带性土壤的环境背景值作为评价标准时，单因子污染指数以及内梅罗综合污染指数评价下的重金属污染程度，均比以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》作为评价标准时要严重。但不论何种指标体系和评价方法，该区域土壤重金属污染均较为严重，主要是由于Cd 污染严重。Cd 的生物蓄积性强、在人体内的半衰期长达6～40年,对免疫系统、心血管系统等具有毒性效应，进而引发多种疾病[24]。该区域污染最为严重的采样点是4、5、6，污染程度远远高于其他采样点，主要也是Cd 和Pb 污染较为严重导致的。各重金属单因子潜在生态风险指数评价结果同样也表明：调查区生态风险指数最高的是采样点5 号和4 号，Cd、Pb 污染风险达到“强”水平以上。这可能是由于该区域位于韶赣高速两侧，裸露面积较大，且部分区域有废弃石料堆放。废弃石料作为重金属的直接来源，可能是导致该区域重金属污染严重的主要原因。其次，大量的裸露土地，以及植被的缺乏，也会通过影响土壤中重金属的淋溶量和重金属迁移转化量，从而影响土壤中的重金属污染程度[25]。这也说明，选择合适的植物种类以及植被恢复措施对减轻土壤重金属积累可能会有重要作用[26-27]。

植被吸收和积累会影响重金属在土壤中的分布，植物类型可能对重金属有显著影响[27]。先前的研究表明，植被种植可以影响土壤的物理和化学性质，并影响重金属的溶解性、流动性和毒性。例如，Perry 和Berkeley[28]发现植被可以增加细颗粒物和有机质的含量，直接促进金属浓度的增加；王丽艳等人[29]的研究结果表明：植被种植可以减少煤矸石风化物中重金属含量。榆树Ulmus pumila和紫穗槐Amorpha fruticosa的混交模式对重金属Cd 的去除效果最好，其次是侧柏和刺槐Robinia pseudoacacia组成的针阔混交林。这些研究均表明了不同的植被物种具有不同的金属保留能力，但这些研究主要集中在不同植物种类和混交模式对土壤重金属的影响。而我们的研究结果表明，植被恢复过程中，不同的造林模式对土壤重金属的去除效力有着显著的差异。其中，补植套种显著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量，疏伐改造显著降低了土壤中Zn、Cd、Pb 和Cr 的含量。但补植套种后Zn、Cd 和Cr 的含量轻微上升，以及人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出现一定程度的上升，前人的研究也发现了同样的规律[30-31]。最近的一项研究表明，种植方式可能会影响地上、地下植物的生物量和根生物量，导致重金属的重新分布。而根系生长和氧化能力随混合植被的不同而不同[32]，因此不同造林恢复模式间的植物种类和种植方式对重金属分布有不同的影响。这些差异可能解释了不同造林模式对Zn、Cd 和Cr 积累的影响。

4.2 本研究通过对实验地（拟建的韶关市马坝森林公园）进行重金属风险评估，对比不同植被恢复的造林模式（补植套种、疏伐改造和人工造林）在去除土壤重金属中的作用效果。研究旨在评估该区域重金属污染的风险程度，测定不同造林模式下重金属的去除状况。结果表明：

（1）以广东地带性土壤的环境背景值作为评价标准时，重金属污染程度都比以《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》三级标准作为评价标准时要严重。但不论何种指标体系和评价方法，该区域土壤重金属污染均较为严重，尤其是Cd 的污染，单因子潜在生态风险指数达到“极强”潜在生态风险。其中，污染最为严重的是采样点4、5、6，重金属的污染程度高于其他采样点。

（2）不同的造林模对土壤重金属的去除效力有着显著的差异。其中，补植套种显著降低了土壤中Cu、Pb、Ni 元素的含量，疏伐改造显著降低了土壤中Zn、Cd、Pb 和Cr 的含量。但补植套种后Zn、Cd 和Cr 的含量轻微上升，以及人工造林下的Cr 以及Cu 元素含量出现一定程度的上升。