全 文 ：文章编号:1009-6094(2015)05-0347-05
铅锌冶炼厂周边农田土壤、苕子
与荠菜的重金属污染特征*
许毅涛1，2，李成学1，陈建军1，秦 丽1，湛方栋1
(1 云南农业大学资源与环境学院 昆明 650201;
2 云南省环境科学研究院，昆明 650034)
摘 要:在云南某铅锌矿冶炼厂周边农田，采集当地主要绿肥(苕子)
与野菜(荠菜)的植株和根部土壤样品，测定重金属(Pb、Zn、Cu 和
Cd)的全量和 DTPA提取的有效态质量比，并进行污染评价。结果表
明:1)综合污染指数评价显示，铅锌冶炼厂周边农田土壤以重度和中
度重金属污染为主，Cd 质量比为 GB 15618—1995《土壤环境质量标
准》三级标准限值的 1. 94 ～ 8. 30 倍，污染程度最重，其次为 Pb和 Zn;
2)荠菜植株 Pb、Zn和 Cd 质量比的最大值、平均值均大于苕子;荠菜
对 Cd的富集系数大于 1，对 Pb、Zn 和 Cd 的转移系数大于或接近 1;
3)苕子和荠菜地上部与土壤的 Cd、Pb 质量比，苕子地下部与土壤的
Pb质量比，荠菜地上部与土壤的 Zn 质量比均呈显著或极显著正相
关。研究表明:铅锌冶炼厂周边农田存在严重的重金属污染，Cd 是主
要污染因子;苕子和荠菜植株重金属质量比高，且荠菜对重金属的富
集能力大于苕子。
关键词:环境学;铅锌冶炼厂;农田土壤;苕子;荠菜;重金属污染
中图分类号:X171. 5 文献标识码:A
DOI:10. 13637 / j． issn． 1009-6094. 2015. 05. 072
* 收稿日期:2014-01-17
作者简介:许毅涛，高级工程师，从事环境生态与管理研究;湛方
栋(通信作者)，副教授，博士，从事重金属污染生态研
究，zfd97@ ynau． edu． cn。
基金项目:国家自然科学基金项目(41461093，41101486)
0 引 言
云南有“金属王国”的美誉，云南会泽铅锌矿是我国大型
富铅锌矿床的典型代表和铅锌的重要产地之一。由于铅锌矿
的开采与冶炼，铅锌矿周边土壤重金属污染非常严重［1-2］。
这些重金属污染严重的农田、其生长的农作物的重金属污染
及其农产品安全风险，引起了人们的极大关注［3-5］。但对重
金属污染农田生长的绿肥和野菜的关注还很有限。
苕子和荠菜分别是我国西南地区农田常见的绿肥和野
菜。值得注意的是，作为绿肥的苕子，还常作为饲料，喂养牲
畜，其吸收累积的重金属将转移到牲畜体内;作为野菜的荠
菜，被当地人们广泛采集食用。因此，苕子和荠菜吸收的重金
属都能进入人类的食物链中，其重金属累积特征值得关注。
本文以云南会泽某铅锌冶炼厂周边农田生长的苕子和荠
菜及其根部土壤为研究对象，通过野外取样和室内分析，明确
苕子和荠菜的重金属累积特征，探讨其与土壤重金属全量、有
效态质量比的关系，以期为更全面地评价金属矿区的环境风
险提供依据。
1 材料与方法
1. 1 样品采集
云南省会泽某铅锌冶炼厂始建于 1965 年，2011 年 7 月关
停，有 46 a的生产历史，年生产锌片 5. 5 万 t，硫酸 4 万 t。在
该冶炼厂周边农田，采集了 6 个苕子样品和 5 个荠菜样品，其
中荠菜样品 JF1 位于东偏西侧，距离 200 m;苕子样品 SF1 和
荠菜样品 JF2 位于冶炼厂南侧，距离 300 m;苕子样品 SZ1、
SZ2、SZ3 位于南偏西侧，距离为 500 ～ 800 m;苕子样品 SZ4、
SZ5 和荠菜样品 JC1、JC2、JC3 位于西侧，距离为 600 ～ 800 m。
随机采集农田至少 3 株植物及其根部土壤样品，将多点
采集的样品混合成 1 个样品，密封保存带回实验室。将植株
地上部和地下部清洗干净，75 ℃烘干后，经粉碎制备成样品;
土壤样品风干，过 0. 25 mm 孔径的土样筛后，用于重金属质
量比测定。每个样品重复测定 3 次。
1. 2 土壤重金属全量及有效态测定
称取植株地上部和地下部样品各 0. 5 g、土壤样品 5. 0 g，
采用王水(V(浓硝酸)∶ V(浓盐酸)= 1∶ 3)-高氯酸消煮，火
焰原子吸收分光光度法(TAS-990 原子吸收分光光度计，北京
普析通用仪器有限责任公司)测定 Pb、Zn、Cu 和 Cd 的质量
比［6］;称取土壤样品 25. 0 g，以 DTPA-TEA(二乙三胺五乙酸-
三乙醇胺)为浸提剂，用火焰原子吸收分光光度法测定有效
态重金属的质量比［6］。
1. 3 重金属污染的评价方法及评价标准
采用单因子指数法和内梅罗综合污染指数法［1］来评价
铅锌冶炼厂周边农田土壤中 Pb、Zn、Cu和 Cd的污染情况。
单因子污染指数法公式为
Pi =
Xi
Si
(1)
式中 Pi 为 i污染物污染指数;Xi 为 i污染物实测值，mg /kg;
Si 为 i污染物评价标准，mg /kg。
内梅罗综合污染指数法公式为
Pj =
P2jmax + P
2
jzve槡 2 (2)
式中 Pj 为 j监测点综合污染指数，Pjmax为 j监测点所有污染
物单项污染指数的最大值，Pjzve为 j监测点所有污染物单项污
染指数平均值。
重金属污染评价标准采用 GB 15618—1995《国家土壤环
境质量标准》的三级标准［7］，Pb、Zn、Cu 和 Cd 的限值分别为
500 mg /kg、500 mg /kg、400 mg /kg和 1 mg /kg。根据单因子指
数法，可将重金属污染程度划分为 4 个等级;根据内梅罗综合
污染指数划分为 5 个等级(表 1)。
1. 4 数据分析
富集系数 =植物地上部重金属质量比 /土壤重金属质量
比;转运系数 =植物地上部重金属质量比 /植物地下部重金属
质量比［8］。
采用 Excel 2007 处理数据，计算平均值和标准差。利用
表 1 重金属污染指数分级标准
Table 1 Classification criterion of pollution indices of heavy
metals pollution
等级 单因子污染指数 污染等级 综合污染指数 污染等级
1 Pi ＜ 1 清洁 Pj≤0. 7 安全
2 1≤Pi ＜ 2 轻污染 0. 7 ＜ Pj≤1 警戒级
3 2≤Pi ＜ 3 中污染 1 ＜ Pj≤2 轻污染
4 Pi≥3 重污染 2 ＜ Pj≤3 中污染
5 Pj ＞ 3 重污染
743
第 15 卷第 5 期
2015 年 10 月
安 全 与 环 境 学 报
Journal of Safety and Environment
Vol． 15 No． 5
Oct．，2015
SPSS 17. 0 进行统计分析，用 Duncan 新复极差法对各组数据
(n = 3)进行显著性差异分析，并将土壤重金属全量、有效态
质量比与植株地上部、地下部重金属质量比进行相关性分析。
2 结果与分析
2. 1 铅锌冶炼厂周边农田的土壤重金属污染特征
铅锌冶炼厂周边农田土壤 Pb、Zn、Cu 和 Cd 的全量(平
均)分别为 232. 0 ～ 2 057. 8(769. 3 ± 176. 1)mg /kg、278. 5 ～ 2
132. 5(843. 5 ± 166. 7)mg /kg，35. 7 ～ 151. 7(100. 9 ± 10. 1)
mg /kg和 1. 9 ～ 7. 9(5. 2 ± 0. 7)mg /kg，有效态质量比(平均)
分别为 19. 3 ～ 431. 8(179. 1 ± 48. 0)mg /kg、74. 3 ～ 598. 0
(277. 5 ± 55. 6)mg /kg、3. 1 ～ 14. 6(8. 1 ± 1. 2)mg /kg 和 0. 6 ～
4. 8(2. 7 ± 0. 5)mg /kg。其中，Pb、Zn和 Cd的全量与有效态质
量比均以距离冶炼厂近的 3 个样地(SF1、JF1 和 JF2)较高，并
显著高于其余样地。农田土壤重金属全量和有效态质量比变
异系数从大到小均为 Pb、Zn、Cd、Cu(表 2)。结果表明，离冶
炼厂近的农田土壤重金属的全量和有效态质量比较高，铅锌
冶炼对周边农田土壤重金属 Pb、Zn和 Cd 质量比的影响要大
于对 Cu质量比的影响。
单因子指数法评价表明，铅锌冶炼厂周边农田 11 个样地
中，所有样地的 Cd 质量比均超过国家土壤环境质量三级标
准，为三级标准限值的 1. 94 ～ 8. 30 倍，其中 8 个样地土壤的
Cd达到重污染程度;6 个样地的 Pb、7 个样地的 Zn 质量比超
过国家土壤环境质量三级标准;所有样地的 Cu 质量比均未
超过国家土壤环境质量三级标准。
综合污染指数法评价结果显示，7 个样地土壤重金属达
到重污染程度，距离铅锌冶炼厂近的 3 个农田样地土壤重金
属综合污染指数均大于 6，污染程度最重;1 个样地为中污染
程度，其余 3 个样地为轻污染程度。可见，铅锌冶炼厂周边农
田土壤受到了不同程度的污染，Cd是铅锌冶炼厂周边农田土
壤的主要污染因素，其次是 Pb和 Zn(表 3)。
2. 2 铅锌冶炼厂周边农田苕子和荠菜的重金属累积特征
由表 4 可知，铅锌冶炼厂周边农田苕子和荠菜植株体内
的重金属质量比较高。铅锌冶炼厂周边农田苕子地上部 Pb、
Zn、Cu和 Cd的质量比(平均)分别为 77. 2 ～ 227. 4(131. 7 ±
25. 4)mg /kg、207. 9 ～ 332. 5(277. 6 ± 17. 8)mg /kg、19. 7 ～ 31. 1
(25. 8 ± 1. 8)mg /kg和 2. 0 ～ 4. 7(3. 0 ± 0. 4)mg /kg，变异系数
从大到小为 Pb、Cd、Cu、Zn;地下部(平均)为 80. 0 ～ 201. 7
(107. 2 ± 19. 2)mg /kg、171. 7 ～ 465. 8(285. 3 ± 45. 3)mg /kg、
20. 2 ～ 32. 6(26. 8 ± 1. 8)mg /kg和 2. 2 ～ 17. 9(9. 1 ± 2. 7)mg /
kg，变异系数从大到小为 Cd、Pb、Zn、Cu。
荠菜地上部 Pb、Zn、Cu 和 Cd 的质量比(平均)分别为
123. 9 ～ 527. 2(348 ± 74. 0)mg /kg、140. 4 ～ 968. 3(473. 9 ±
190. 9)mg /kg、24. 7 ～ 33. 9(28. 6 ± 1. 8)mg /kg 和 7. 8 ～ 19. 9
(13. 2 ± 2. 0)mg /kg，变异系数从大到小为 Zn、Pb、Cd、Cu;地
下部(平均)分别为 121. 9 ～ 308. 8(222. 7 ± 31. 4)mg /kg、
137. 4 ～ 676. 3(398. 1 ± 96. 6)mg /kg、21. 2 ～ 29. 5(25. 6 ± 1. 5)
mg /kg和 9. 5 ～ 21. 8(12. 9 ± 2. 4)mg /kg，变异系数从大到小
为 Zn、Cd、Pb、Cu。
其中，苕子地上部和地下部 Pb 和 Cd 质量比均以距离冶
炼厂近的样地 SF1 较高，荠菜地上部 Pb 和 Zn 质量比均以距
离冶炼厂近的样地 JF1 和 JF2 较高，地下部 Pb 和 Zn 质量比、
地上部和地下部 Cd质量比均以 JF2较高，显著高于其余样地。
这表明离冶炼厂近的农田绿肥和野菜重金属质量比更高。
比较苕子和荠菜植株重金属质量比的最大值、最小值和平
均值发现，荠菜地上部 Pb质量比的最大值、最小值和平均值分
别是苕子的 2. 32、1. 61和 2. 40倍，地下部为 1. 53、1. 52和
表 3 Pb、Zn、Cu和 Cd的单因子污染指数和综合污染指数
Table 3 Single factor pollution index and Nemerow integrated index
of Pb，Zn，Cu and Cd at studied site
样地
单因子污染指数评价 Pi
Pb Zn Cu Cd
内梅罗综合
污染指数 Pj
SF1 2. 52 1. 99 0. 31 7. 89 6. 02
SZ1 1. 09 1. 01 0. 09 2. 29 1. 80
SZ2 1. 59 1. 50 0. 17 5. 80 4. 40
SZ3 0. 84 1. 44 0. 34 5. 58 4. 20
SZ4 1. 24 0. 93 0. 22 4. 95 3. 73
SZ5 0. 46 0. 56 0. 38 1. 94 1. 49
JF1 4. 12 4. 27 0. 24 8. 30 6. 59
JF2 2. 95 3. 12 0. 20 8. 16 6. 31
JC1 0. 72 0. 96 0. 22 2. 34 1. 81
JC2 0. 77 1. 81 0. 32 5. 99 4. 52
JC3 0. 62 0. 98 0. 29 3. 47 2. 63
表 2 铅锌冶炼厂周边农田土壤的重金属全量与有效态质量比 mg·kg －1
Table 2 Total and available mass ratios of heavy metals in farmlands near a Pb － Zn smelter
样地
Pb
全量 有效态
Zn
全量 有效态
Cu
全量 有效态
Cd
全量 有效态
SF1 1261. 5 ± 118. 5 c 431. 8 ± 18. 9 a 993. 5 ± 58. 5 c 507. 3 ± 24. 7 b 123. 2 ± 12. 8 b 7. 0 ± 0. 3 f 7. 9 ± 0. 3 a 4. 8 ± 0. 2 a
SZ1 542. 5 ± 64. 5 ef 157. 3 ± 10. 8 d 506. 5 ± 24. 5 e 154. 0 ± 12. 7 e 35. 7 ± 4. 0 e 3. 4 ± 0. 3 h 2. 3 ± 0. 1 e 1. 1 ± 0. 1 hi
SZ2 795. 3 ± 80. 3 d 253. 2 ± 5. 5 c 748. 5 ± 34. 5 d 294. 3 ± 18. 0 c 68. 3 ± 5. 0 d 8. 4 ± 0. 2 e 5. 8 ± 0. 2 b 3. 4 ± 0. 1 e
SZ3 422. 0 ± 23. 0 fg 56. 3 ± 6. 0 fg 721. 5 ± 10. 5 d 283. 3 ± 14. 0 c 134. 5 ± 10. 2 ab 14. 6 ± 0. 5 a 5. 6 ± 0. 2 b 3. 9 ± 0. 1 d
SZ4 621. 3 ± 26. 8 e 82. 8 ± 2. 8 ef 465. 0 ± 73. 0 e 185. 8 ± 14. 5 d 89. 3 ± 8. 0 c 11. 5 ± 0. 1 c 4. 9 ± 0. 1 c 1. 9 ± 0. 1 g
SZ5 232. 0 ± 30. 5 h 19. 3 ± 2. 2 h 278. 5 ± 20. 5 f 74. 3 ± 5. 0 f 151. 7 ± 16. 0 a 5. 2 ± 0. 3 g 1. 9 ± 0. 2 e 0. 6 ± 0. 0 j
JF1 2057. 8 ± 107. 8 a 349. 8 ± 45. 9 b 2132. 5 ± 15. 5 a 598. 0 ± 29. 3 a 95. 2 ± 7. 8 c 5. 1 ± 0. 8 g 8. 3 ± 0. 8 a 4. 2 ± 0. 3 c
JF2 1475. 7 ± 183. 3 b 429. 8 ± 24. 2 a 1558. 5 ± 123. 5b 523. 3 ± 19. 3 b 81. 2 ± 8. 2 cd 7. 8 ± 0. 6 ef 8. 2 ± 0. 4 a 4. 5 ± 0. 3 b
JC1 360. 3 ± 34. 7 gh 94. 8 ± 4. 1 e 480. 0 ± 40. 0 e 100. 2 ± 5. 5 f 86. 8 ± 3. 5 c 3. 1 ± 0. 1 h 2. 3 ± 0. 1 e 0. 9 ± 0. 0 ij
JC2 383. 8 ± 80. 8 gh 39. 9 ± 3. 7 gh 905. 0 ± 42. 0 c 197. 8 ± 8. 8 d 127. 0 ± 15. 3 b 10. 4 ± 0. 2 d 6. 0 ± 0. 2 b 2. 7 ± 0. 2 f
JC3 310. 3 ± 11. 7 gh 54. 9 ± 4. 8 fg 489. 5 ± 30. 5 e 134. 5 ± 11. 5 e 116. 8 ± 11. 5 b 13. 1 ± 1. 0 b 3. 5 ± 0. 2 d 1. 3 ± 0. 2 h
平均 769. 3 ± 176. 1 179. 1 ± 48. 0 843. 5 ± 166. 7 277. 5 ± 55. 6 100. 9 ± 10. 1 8. 1 ± 1. 2 5. 2 ± 0. 7 2. 7 ± 0. 5
CV 75. 9 88. 9 65. 5 66. 4 33. 2 47. 6 46. 4 59. 1
注:n = 3;数据为平均值 ±标准差;数据后小写字母不同表示达到显著水平(p ＜ 0. 05);CV为变异系数;下同。
843
Vol． 15 No． 5 安 全 与 环 境 学 报 第 15 卷第 5 期
2. 08 倍;荠菜地上部 Cd质量比的最大值、最小值和平均值分
别为苕子的 4. 25、3. 81 和 4. 42 倍，地下部为 1. 22、3. 69 和
1. 41 倍;荠菜地上部 Zn 质量比的最大值和平均值分别为苕
子的 2. 91 和 1. 71 倍，地下部为 1. 45 和 1. 39 倍。这表明荠菜
植株体内 Pb、Zn和 Cd质量比大于苕子。
从表 5 可看出，冶炼厂周边农田苕子和荠菜对 Pb、Zn 和
Cu的富集系数均小于 1，苕子对 Cd的富集系数小于 1 或略大
于 1;仅荠菜对 Cd 的富集系数大于 1，表现出较强的富集能
力。苕子对 Pb、Zn和 Cu 的转移系数大于或接近 1，对 Cd 的
转移系数大部分小于 1，表现出重金属主要富集在根部的特
征;而不同样地荠菜对 Pb、Zn、Cu和 Cd的转移系数主要为大
于或接近 1，表现出较强的将重金属从根部向地上部转移的
能力。
2. 3 土壤与植株重金属质量比的相关分析
土壤重金属全量、有效态质量比与植株地上部、地下部重
金属质量比的相关性如表 6 所示，苕子地上部和地下部的 Pb
质量比与土壤 Pb的全量和有效态质量比、地上部的 Cd 质量
比与土壤 Cd的全量和有效态质量比、地下部的 Cd 质量比与
土壤 Cd的有效态质量比均呈显著或极显著正相关;荠菜地
上部 Pb质量比与土壤 Pb的有效态质量比、地上部 Zn、Cd 质
量比与土壤 Zn、Cd 的全量和有效态质量比呈显著或极显著
正相关。植物重金属质量比与土壤重金属有效态质量比的相
关系数大于与土壤重金属全量的相关系数，表明植株重金属
质量比与铅锌冶炼厂周边农田土壤重金属有效态的质量比相
关性更强。
表 4 铅锌冶炼厂周边农田苕子和荠菜中重金属质量比 mg·kg －1
Table 4 Heavy metals mass ratios of Vicia sativa L． and Capsella bursa-pastoris (L．)Medik grown on farmlands near a Pb － Zn smelter
植物 样地
Pb
地上部 地下部
Zn
地上部 地下部
Cu
地上部 地下部
Cd
地上部 地下部
苕子
SF1 227． 4 ± 21． 0 a 201． 7 ± 5． 1 a 268． 3 ± 48． 3 b 367． 9 ± 13． 8 b 19． 7 ± 4． 4 d 24． 4 ± 1． 5 c 4． 7 ± 0． 5 a 16． 7 ± 1． 0 a
SZ1 113． 4 ± 11． 7 c 81． 6 ± 1． 9 c 332． 5 ± 28． 3 a 171． 7 ± 16． 7 e 25． 0 ± 1． 2 bc 20． 2 ± 1． 9 d 2． 6 ± 0． 2 cd 2． 2 ± 0． 1 d
SZ2 190． 9 ± 19． 9 b 100． 1 ± 3． 4 b 283． 8 ± 11． 3 ab 273． 8 ± 21． 3 c 31． 1 ± 2． 7 a 28． 6 ± 2． 1 b 3． 1 ± 0． 2 bc 9． 1 ± 0． 2 b
SZ3 97． 7 ± 10． 8 cd 83． 3 ± 2． 0 c 312． 5 ± 26． 7 ab 465． 8 ± 17． 5 a 28． 4 ± 2． 3 ab 32． 6 ± 1． 6 a 3． 2 ± 0． 2 b 17． 9 ± 1． 6 a
SZ4 83． 9 ± 6． 2 d 96． 6 ± 7． 0 b 207． 9 ± 37． 9 c 214． 6 ± 22． 9 d 22． 1 ± 0． 9 cd 26． 0 ± 3． 4 bc 2． 3 ± 0． 1 de 4． 6 ± 0． 1 c
SZ5 77． 2 ± 7． 6 d 80． 0 ± 9． 0 c 260． 8 ± 20． 0 bc 221． 3 ± 13． 8 d 28． 5 ± 1． 0 ab 29． 1 ± 1． 7 ab 2． 0 ± 0． 2 e 4． 4 ± 0． 3 c
平均 131． 7 ± 25． 4 107． 2 ± 19． 2 277． 6 ± 17． 8 285． 3 ± 45． 3 25． 8 ± 1． 8 26． 8 ± 1． 8 3． 0 ± 0． 4 9． 1 ± 2． 7
CV 47． 3 43． 9 15． 7 38． 8 16． 8 16． 1 31． 6 73． 7
JF1 432． 1 ± 22． 1 b 208． 6 ± 23． 6 ab 968． 3 ± 121． 7 a 455． 8 ± 39． 2 b 25． 5 ± 3． 0 b 21． 2 ± 0． 3 c 14． 4 ± 0． 9 b 9． 5 ± 1． 4 c
JF2 527． 2 ± 51． 2 a 308． 8 ± 95． 8 a 913． 3 ± 87． 5 a 676． 3 ± 30． 4 a 33． 9 ± 0． 8 a 29． 5 ± 0． 4 a 19． 9 ± 3． 6 a 21． 8 ± 1． 8 a
JC1 123． 9 ± 11． 0 d 121． 9 ± 14． 6 b 140． 4 ± 13． 3 b 137． 4 ± 9． 9 d 24． 7 ± 1． 3 b 25． 1 ± 2． 5 b 7． 8 ± 0． 2 c 8． 0 ± 0． 8 c
荠菜 JC2 232． 1 ± 27． 9 c 265． 3 ± 18． 2 a 175． 6 ± 8． 7 b 493． 3 ± 13． 3 b 31． 4 ± 0． 2 a 28． 5 ± 0． 7 a 12． 9 ± 0． 1 b 12． 8 ± 0． 8 b
JC3 267． 5 ± 14． 5 c 209． 1 ± 67． 5 ab 171． 9 ± 25． 7 b 227． 8 ± 39． 7 c 27． 5 ± 1． 5 b 23． 9 ± 0． 6 b 11． 1 ± 0． 5 b 12． 3 ± 0． 4 b
平均 316． 5 ± 72． 3 222． 7 ± 31． 4 473． 9 ± 190． 9 398． 1 ± 96． 6 28． 6 ± 1． 8 25． 6 ± 1． 5 13． 2 ± 2． 0 12． 9 ± 2． 4
CV 51． 0 31． 6 90． 1 54． 3 13． 7 13． 3 33． 8 41． 8
表 5 铅锌冶炼厂周边农田苕子和荠菜重金属的富集系数和转移系数
Table 5 Enrichment coefficients and transfer coefficients of Vicia sativa L． and Capsella bursa-pastoris (L．)Medik grown on
farmlands near a Pb － Zn smelter
植物 样地
富集系数
Pb Zn Cu Cd
转移系数
Pb Zn Cu Cd
SF1 0． 180 0． 270 0． 160 0． 593 1． 128 0． 729 0． 809 0． 280
SZ1 0． 209 0． 656 0． 700 1． 146 1． 391 1． 937 1． 238 1． 213
苕子
SZ2 0． 240 0． 379 0． 455 0． 531 1． 907 1． 037 1． 087 0． 339
SZ3 0． 231 0． 433 0． 211 0． 577 1． 172 0． 671 0． 871 0． 180
SZ4 0． 135 0． 447 0． 247 0． 461 0． 869 0． 811 0． 852 0． 498
SZ5 0． 333 0． 937 0． 188 1． 054 0． 964 1． 179 0． 979 0． 468
JF1 0． 210 0． 454 0． 267 1． 729 2． 071 2． 124 1． 200 1． 518
JF2 0． 357 0． 586 0． 417 2． 435 1． 708 1． 351 1． 147 0． 912
荠菜 JC1 0． 344 0． 293 0． 284 3． 328 1． 016 1． 022 0． 984 0． 975
JC2 0． 605 0． 194 0． 247 2． 152 0． 875 0． 356 1． 100 1． 006
JC3 0． 862 0． 351 0． 235 3． 209 1． 279 0． 755 1． 153 0． 909
表 6 土壤与植株重金属质量比间的相关性
Table 6 Correlations between soils and plants on heavy metals mass ratios
植物 指标
Pb
全量 有效态
Zn
全量 有效态
Cu
全量 有效态
Cd
全量 有效态
苕子
地上部 0． 911* 0． 968＊＊ 0． 203 0． 036 0． 015 0． 099 0． 845* 0． 894*
地下部 0． 915* 0． 889* 0． 644 0． 631 0． 677 0． 705 0． 796 0． 914*
荠菜
地上部 0． 832 0． 906* 0． 945* 0． 990＊＊ 0． 077 0． 447 0． 875* 0． 908*
地下部 0． 326 0． 457 0． 698 0． 746 0． 011 0． 228 0． 532 0． 592
注:苕子 n = 6，荠菜 n = 5;＊＊表示极显著水平(p ＜ 0. 01)，* 表示显著水平(p ＜ 0. 05)。
943
2015 年 10 月 许毅涛，等:铅锌冶炼厂周边农田土壤、苕子与荠菜的重金属污染特征 Oct．，2015
3 讨 论
我国不同地区铅锌厂周边农田土壤存在严重的重金属污
染［9］。铅锌矿冶炼过程产生烟尘，重金属随着烟尘扩散、迁
移与沉降［10］，在冶炼厂周边环境的表层土壤中累积，导致冶
炼厂周边表层土壤重金属含量增加，形成严重的重金属污染。
本文调查发现，冶炼厂周边农田土壤受到严重的重金属污染，
Cd是最严重的污染因子，Pb 和 Zn 的污染次之。这与房
辉［1］、雷冬梅［2］等云南会泽铅锌矿区 Cd、Pb 等重金属均达到
重度污染的评价结果基本一致，也与宝鸡长青镇［11］、江西贵
溪［12］等国内其他铅锌冶炼厂周边土壤环境受 Pb、Cd、Zn等重
金属污染严重的调查结果相似。
受重金属离子自身化学特性及其在土壤中存在形态等因
素影响，污染农田土壤中的不同重金属离子向农作物迁移的
能力差别很大［13］。本文研究发现，苕子和荠菜植株体内与土
壤中 Cd、Pb质量比的相关性高于 Zn和 Cu，且与土壤中 DATP
提取态重金属质量比的相关性高于重金属全量。这与“与土
壤全量重金属浓度相比，DTPA 提取态重金属可以更好地预
测植株和籽粒中的重金属浓度”的研究结论一致［14-15］。因
此，关注污染土壤中重金属的生物有效性，对于正确预测评估
污染土壤重金属的环境风险具有重要意义。
铅锌冶炼厂周边污染农田产出农产品的安全性引起了研
究人员的广泛关注。土壤中的重金属被农作物吸收，在农作
物植株和籽粒中大量富集［4，16-17］，导致农产品重金属含量超
过各国食品安全标准中有关重金属的限量。但对于重金属农
田生长的绿肥和野菜，关注很少。除农作物外，重金属污染农
田还生长着大量其他的植物，也能大量富集重金属［18］，并通
过喂养畜禽、采集野菜食用等方式进入人类的食物链［19］，危
害人体健康。本文研究发现，冶炼厂周边农田生长的绿肥和
野菜植株重金属质量比高，野菜植株中的重金属富集量高于
绿肥。因此，对于重金属污染农田的安全风险评价，除农作物
外，还需要关注生长在农田中的其他植物。
4 结 论
铅锌冶炼厂周边农田存在严重的重金属污染，Cd是主要
污染因子。污染农田中生长的苕子和荠菜植株重金属质量比
高，且荠菜对重金属的富集能力大于苕子。因此，重金属污染
农田绿肥与野菜导致的重金属离子环境迁移行为也应引起人
们的重视。
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Pollution characteristics of heavy metals in
soils，green manures and wild vegetables
around a lead-zinc smelter
XU Yi-tao1，2，LI Cheng-xue1，CHEN Jian-jun1，QIN Li1，
ZHAN Fang-dong1
(1 College of Ｒesources and Environment，Yunnan Agricultural
University，Kunming 650201，China;2 Yunnan Academy of En-
vironment Science，Kunming 650034，China)
Abstract:The paper is attempting to report the study results of
its investigation on the heavy-metal pollution features and their
effects on the growth of some vegetables around a lead-zinc smel-
ter in Yunnan． The samples we have gained from some wild vege-
table (Capsella bursa-pastoris and a green manure (Vicia sativa
L．)from the farmlands around the said lead-zinc smelter． We
have done carefully planned analysis of the normal and DTPA-ex-
tractable contents of such heavy metals as Pb，Zn，Cu and Cd)
in the samples． The results of our investigation and analysis indi-
cate that:(1)The farmlands around the lead-zinc smelter have
been moderately or severely polluted by heavy metals． To be
sure，Cd is the top element that has heavily polluted the soils of
the farmlands，that is，1. 94 to 8. 30 times as much as the stand-
ard EQSSC level III(short for the environmental quality standard
for soil of China (GB 15618—1995)via the Nemerow integrated
index． (2)The content rate of Pb，Zn and Cd，including that of
the maximum and average in Capsella bursa-pastoris (L．)Medik，
also proves higher than that in Vicia sativa L． Taking Capsella
bursa-pastoris (L．)Medik for example，the content rate of Cd
turns out to be greater than 1，whereas its transferring factor for
Pb，Zn and Cd is greater than or close to 1. (3)Noticeable or
conspicuous positive correlation with Cd and Pb content rate has
been found between the ground-surface plants and the root ones
for Vicia sativa L． and Capsella bursa-pastoris (L．)Medik in the
aforementioned soils． Thus，it can be concluded that the heavy
metal pollution and contamination proves to be serious in the
farmlands around the smelter with Cd being the chief pollution
maker． The heavy metals content rates in Vicia sativa L． and
Capsella bursa-pastoris (L．)Medik turn out rather high，with the
content degree of Capsella bursa-pastoris (L．)Medik being heav-
ier than Vicia sativa L．
Key words:environmentalology; lead-zinc smelter; farmland
soil;Vicia sativa L．;Capsella bursa-pastoris (L．)
Medik．;heavy metals pollution
CLC number:X171. 5 Document code:A
Article ID:1009-6094(2015)05-0347-05
文章编号:1009-6094(2015)05-0351-07
济南市土壤酸沉降承压度研究*
杜金辉1，匡开宇2，杜廷芹1，孙 娟1，慕金波1
(1 山东省环境保护科学研究设计院，济南 250013;
2 山东省核与辐射安全监测中心，济南 250117)
摘 要:将承载力理论应用到酸沉降研究中，建立了土壤酸沉降承载
力评价方法，并对济南市进行了实证分析。在地理信息系统(GIS)支
持下，以遥感数据为数据源，在确定土壤外界压力及内部缓冲能力的
基础上，计算了土壤酸沉降承压度。以承压度作为评价指标对济南市
土壤酸沉降承载状况进行了评价。将承压度大于 1 定义为超载，结果
表明，2005—2010 年济南市 S 沉降超载区域大多分布在南部部分植
被区域及北部部分耕地区域，超载的主要土壤类型为潮土;N 沉降超
载区域主要分布在南部部分植被区域，各主要土壤类型 N 沉降承压
度平均值均小于 1。评价方法借助于遥感数据，能够满足区域土壤酸
沉降承载力评价空间和时间尺度上的需求，是对土壤酸沉降常规研究
方法的补充。
关键词:环境工程学;土壤;酸沉降通量;酸沉降临界负荷;承压度
中图分类号:X825 文献标识码:A
DOI:10. 13637 / j． issn． 1009-6094. 2015. 05. 073
* 收稿日期:2014-02-13
作者简介:杜金辉，工程师，硕士，从事环境管理研究;慕金波(通
信作者)，研究员，博士，从事环境系统工程研究，
1469168011@ qq． com。
基金项目:山东省科技发展计划项目(2006GG3206002)
0 引 言
对土壤生态系统，大气酸沉降是造成大范围土壤酸化的
主要原因［1］。当酸沉降量超过土壤生态系统对酸沉降的缓
冲能力时，将对土壤和地下生态系统产生复杂影响，其诱发的
土壤酸化过程主要表现为 H +的大量输入、碱组分伴随强酸
阴离子的淋溶［2］。土壤酸化加速了土壤中养分离子的淋失，
使土壤日趋贫瘠，导致土壤结构退化的同时释放出致害重金
属和铝离子等污染物，从而降低土壤酶活性，使农作物减产和
品质下降、森林退化，并且污染地表水和地下水，危害水生生
物等［1］。因此，开展土壤酸沉降承载力研究，将酸沉降量控
制在土壤的缓冲能力范围内，对农业生态环境保护和农业可
持续发展意义重大。
目前，对土壤酸沉降研究方法多以地面测点监测数据或
者模拟降水的土柱试验为主。慕金波等［3］对山东省城市酸
沉降通量与降水酸度相关性进行了研究。王艳等［4］对泰山
酸沉降离子组成特征进行了研究。萧月芳等［5］研究了模拟
酸雨对主要土壤类型理化性质的影响以及土壤酸淋溶特征。
吕霞等［6］研究了模拟酸雨对水稻叶片质膜 H + -ATPase 与质
膜过氧化的影响。目前，有关土壤对大气酸沉降承载能力评
价方法及其应用的研究报道尚不多见。相对于传统的大气监
测手段，遥感监测具有覆盖范围广、分辨率高、连续和实时等
优点［7］。随着定量遥感理论的发展，应用遥感进行大范围大
气 SO2、NO2 等痕量气体分布的研究逐渐受到关注。赵军
153
第 15 卷第 5 期
2015 年 10 月
安 全 与 环 境 学 报
Journal of Safety and Environment
Vol． 15 No． 5
Oct．，2015