河岸缓冲带对采矿废弃地水土流失及其重金属污染扩散的消减效应

邓江堤，张灿，李宇，李博，祖艳群，李元，陈建军，张洲

（云南农业大学资源与环境学院，昆明 650201）

重金属污染导致河流污染问题日益严重，在多数水生系统污染案例中，人类活动被认为是造成污染的主要原因。河流重金属污染形式主要是沉积物污染和水体污染，污染物种类和强度有明显的时空特性，雨季污染程度较旱季更高，污染扩散范围和严重程度受降雨强度和相对地理位置影响。受采矿废弃地重金属污染的缓坡河段会形成重金属含量较高的污染敏感区，受污染区域的Pb、Cd含量可达世界平均水平的56 倍和18 倍。重金属污染扩散特征因元素种类不同而有较大差异，且随时间推移，径流侵蚀对污染物扩散的重要程度增加。矿区废弃物对河流重金属污染物总量贡献高，有着污染重、去除难、潜在风险大、持续时间长、修复费用高等特点，且还存在修复后总量变化小等问题。伴随植物重金属元素中毒产生的植被覆盖减少问题会导致地表土壤侵蚀程度加重，水蚀、风蚀、下渗是采矿废弃地重金属污染的主要途径，其中沟壑和河岸侵蚀是河流污染的主要来源。因此，矿区周边污染程度和生态风险普遍较高的小流域受到较多的关注。

河岸带生态系统是陆地污染物进入水域的最后防线，植被覆盖显著降低了河岸带侵蚀强度，是影响侵蚀量的主要因素。模型模拟结果显示，缓冲带对限制和减少来自矿区的重金属流出有很大作用，可降低下游区域的重金属含量。缓冲带重金属的净化效果受植被配置影响显著，同时污染物因种类不同也会表现出累积和扩散特征差异。生态缓冲带的空间结构、功能和植被配置均会影响处理效果，群落物种多样性和植物高度多样性能有效抵御降雨带来的土壤侵蚀，其中灌草复合缓冲带是良好的污染物拦截模式。研究表明，重金属元素在地表径流中主要以颗粒态流出，不同模式中Cd 和Pb 流出量大小依次为草＞灌草＞乔灌草，乔灌草模式还具有最低的径流量和最高的生物量。结构复杂的自然植被对Cu、Cd、Pb和Mn等元素的流出量为单一人工夏香草（Sat⁃ureja obovata Lag.）群落的3%~76%。重金属浓度在简单的地表覆盖模式中可降低90%以上，甚至枯草也能达到类似的效果。丰富度高的植物群落能更好地适应季节变化，在不同植物生长地持续减少重金属流出。为避免因地表裸露和自然侵蚀导致的污染加剧和扩散，应重新建立诸如养分循环、保水保肥、降低重金属生物利用度等功能。

通过对铅锌采矿废弃地小流域沟渠灌/草套种模式生态缓冲带重金属污染物消减效应研究，分析不同灌−草模式生态缓冲带对污染物消减效果的差异，探究生态缓冲带植被生长、地表覆盖、植物群落模式和重金属流出特征对污染物消减效果的影响，筛选出污染物拦截效果优良的灌−草群落模式，为矿区废弃地小流域河岸缓冲带的污染物拦截和植被恢复提供依据。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

我国云南省兰坪县地处滇西北横断山脉纵谷地带，属金沙江、澜沧江、怒江流域三江并流中心带。试验地位于兰坪县金顶镇来龙村的兔子山矿段，兰坪县城以西5.5 km 处，海拔2 880 m，低纬山地季风气候，为亚热带高山林，年平均温度10.7 ℃，年平均降雨量1 002 mm。土壤基本理化性质：pH 7.21、有机质8.45 g·kg、全氮1.58 g·kg、全磷9.38 g·kg、全钾1.49 g·kg、速效氮20.13 mg·kg、速效磷9.52 mg·kg、速效钾45.38 mg·kg、Cd 215.37 mg·kg、Pb 20 193.49 mg·kg、As 446.63 mg·kg。

1.2 试验设计和采样方法

试验在雨季进行，于2020 年6 月20 日在兔子山采矿废弃地沟渠河岸带构建生态缓冲带（图1）。2 种草本植物[黑麦草（Lolium perenne）、紫花苜蓿（Medica⁃go sativa）]和3 种灌木[杜鹃（Rhododendron simsii）、花椒（Zanthoxylum bungeanum）、石楠（Photinia serratifo⁃lia）]为试验材料，同一种灌木均选择长势相近的个体种植。共8 种模式，分别为黑麦草（L）、黑麦草+杜鹃（LR）、黑麦草+花椒（LZ）、黑麦草+石楠（LP）、紫花苜蓿（M）、紫花苜蓿+杜鹃（MR）、紫花苜蓿+花椒（MZ）和紫花苜蓿+石楠（MP）。灌木种植间距0.8 m×0.6 m，草本植物等高种植，每种模式4 个重复，随机布置，共计32个原位试验小区，小区面积为5 m（2.5 m×2 m），坡度10%~15%。小区间隔1 m，按4行8列排列，小区间用石棉瓦（地下0.3 m、地上0.7 m）隔开以切断相邻地块的联系，避免水文干扰。每个小区放置50 L 收集罐，通过塑料管道连接到小区收集地表径流。播种前施用有机肥15 000 kg·hm（有机质含量≥50%），普钙300 kg·hm（PO≥16.0%）。

图1 研究区位置及小区布置图Figure 1 Research area location and plots arrangement

7—11 月每月记录草本植物高度、灌木高度、灌木冠径、分支数、盖度、植物生长情况和小区收集径流水量，并收集1 L 搅拌均匀后的径流水。草本植物于11 月收割，同时采集灌木的叶片及草本植物根际土壤（深度0~20 cm）。将草本植物分成地上部分和根，植物样品用去离子水清洗，在105 ℃杀青0.5 h，80 ℃烘干至质量恒定，用研钵和杵研磨成粉末后过1 mm筛，用以测定重金属含量。土壤风干后过1 mm 和0.25 mm的尼龙筛，用以测定重金属含量。

1.3 指标测定方法

1.3.1 径流泥沙样品制备及泥沙量测定

将装有0.45 μm 水系微孔滤膜的称量瓶在105 ℃烘干约0.5 h、冷却并称量，直至两次称量的质量差≤0.2 mg，量取充分混合均匀的径流样品100 mL抽吸过滤，再以每次10 mL 蒸馏水连续抽吸3 次，加入0.1 mL 盐酸保存滤液。取出载有悬浮物的滤膜放在原质量恒定的称量瓶中，在105 ℃烘干约1 h、冷却并称量，直至两次称量的质量差≤0.4 mg。泥沙浓度计算公式：

式中：为径流中泥沙浓度，mg·L；为悬浮物+滤膜+称量瓶质量，g；为滤膜+称量瓶质量，g；为样品体积，mL。

1.3.2 植物重金属含量测定

称取约0.4 g 植物样品于消解内罐中，加入5 mL硝酸，盖好内盖，旋紧不锈钢套，放入恒温干燥箱，于150 ℃下保持4 h。冷却后缓慢旋松外罐，取出消解内罐，放在可调式电热板上于150 ℃赶酸至1 mL 左右。冷却后将消化液转移至50 mL 容量瓶中，用少量水洗涤内罐和内盖3 次，合并洗涤液于容量瓶中并用水定容至刻度，混匀备用。同时做试剂空白试验。采用原子吸收光谱仪（ICE3300，赛默飞世尔，德国）测定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 盐酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗坏血酸溶液，用水稀释至刻度，摇匀放置，采用原子荧光联用仪（LC−AFS 9600，海光，中国）测定As 含量。植物重金属富集系数（BCF）和转运系数（TC）计算公式：

富集系数=植物地上部重金属含量（mg·kg）/土壤重金属含量（mg·kg）

转运系数=植物地上部重金属含量（mg·kg）/植物地下部重金属含量（mg·kg）

1.3.3 颗粒态Cd和Pb含量测定

称取0.500 g 土壤样品或将载有悬浮物的滤膜放入150 mL 的烧杯中，加入少许水和10 mL 王水（硝酸∶盐酸=1∶3）后静置8 h。140~160 ℃加热，直到棕色烟消失。冷却后加入5~10 mL 高氯酸，加热到灰白色。冷却至室温后，滤入100 mL 容量瓶。同时做试剂空白试验。采用原子吸收光谱仪（ICE3300，赛默飞世尔，德国）测定Cd和Pb的含量。

1.3.4 颗粒态As含量测定

称取0.500 g 土壤样品或将载有悬浮物的滤膜放入50 mL 比色管中，加少许水润湿样品，加入10 mL王水（硝酸∶盐酸∶蒸馏水=1∶3∶4），加塞摇匀后于沸水浴中消解2 h，中间摇动几次，取下冷却，用水稀释至刻度，摇匀后放置。吸取一定量的消解液于50 mL比色管中，加3 mL 盐酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗坏血酸溶液，用水稀释至刻度，摇匀放置，取上清液待测。同时做空白试验。采用原子荧光联用仪（LC −AFS9600，海光，中国）测定As含量。

1.3.5 溶解态重金属浓度测定

将保存的滤液放入250 mL 锥形瓶中，加入5 mL硝酸−高氯酸混合酸，于电热板上加热至冒白烟，冷却。再加入5 mL 盐酸溶液，加热至黄褐色烟冒尽，冷却后移入50 mL 容量瓶中，加水稀释定容，混匀。采用原子吸收光谱仪（ICE3300，赛默飞世尔，德国）测定Cd和Pb的浓度。吸取一定量的消解液于50 mL比色管中，加3 mL 盐酸、5 mL 硫脲溶液、5 mL 抗坏血酸溶液，用水稀释至刻度，摇匀放置，采用原子荧光联用仪（LC−AFS 9600，海光，中国）测定As浓度。

1.4 数据统计分析方法

采用Excel 2016 对数据进行处理，采用Origin 8.0绘图，采用SPSS 20 统计软件进行单因素方差分析（One−way ANOVA）和差异显著性检验（Duncan）、相关性分析（Pearson）、回归分析（Logistic）和主成分分析（Principal component analysis，PCA）。显著性阈值设置为0.05（显著）和0.01（极显著）。

2 结果与分析

2.1 不同模式水土流失比较

缓冲带土壤Cd、Pb 和As 含量试验前后无显著差异（0.05）。对8种灌−草生态缓冲带模式泥沙、Cd、Pb 和As 的累积流出量和扩散特征进行比较（表1）发现，不同模式灌−草生态缓冲带对污染物的消减效果有差异，8 种缓冲带的土壤侵蚀率为0.56~0.85 t·hm，Cd、Pb 和As 的流出量分别为0.10~0.15、6.38~9.61 kg·hm和0.31~0.44 kg·hm，泥沙是Cd、Pb和As的主要载体，占重金属总流出量的90.70%~94.35%、99.79%~99.88%和96.96%~98.18%。间作模式径流量、泥沙量较单作模式更低，MZ 平均径流量较M 减少了21%，LR 和MR 平均泥沙量分别较L 和M 减少了27%和22%。间作模式Cd、Pb 和As 的平均流出量较单作模式更低，LR 的Pb 和As 平均流出量较L分别降低28%和24%，MP 的Cd、Pb 和As 平均流出量较M 分别降低33%、32%和29%。

表1 观测期水土流失及重金属流出总量Table 1 Total soil erosion and heavy metals losses during the observation period

2.2 不同模式重金属消减作用比较

对泥沙中重金属含量（图2）和径流中重金属浓度（图3）变化趋势分析发现，32 个试验小区11 月Cd、Pb 和As 平均浓度较7 月分别降低46%、41%和40%。颗粒态Cd、Pb 和As 含量变化趋势一致，溶解态Pb 和As 浓度变化趋势一致。随时间推移，11 月32 个小区平均颗粒态Cd、Pb和As含量较7月显著升高了27%、48%和47%（＜0.05），颗粒态Cd、Pb 和As 含量分别接近、低于和高于土壤中对应元素的含量，其中颗粒态As 含量为土壤As 含量的1.41 倍，有明显的富集现象。11 月溶解态Cd、Pb 和As 平均浓度较7 月显著降低了64%、99%和88%（＜0.05）。

图2 颗粒态重金属含量Figure 2 The content of heavy metals in sediment

图3 径流中溶解态重金属浓度Figure 3 The concentration of dissolved heavy metals in surface runoff

2.3 不同模式植物重金属富集效果

对8 种灌−草生态缓冲带模式植物地上部形态特征和小区盖度进行比较（图4）发现，除花椒外，间作对植物形态无显著影响，草本植物是试验期间小区盖度的主要贡献植物。花椒冠径在MZ 模式中较LZ 模式显著高44%（0.05），种植黑麦草的小区平均盖度较紫花苜蓿小区高84%。黑麦草占总盖度的94%~96%，紫花苜蓿占总盖度的87%~90%。黑麦草、杜鹃和石楠对采矿废弃地重金属污染环境适应性较好。

图4 植物形态特征及小区盖度Figure 4 Plant morphological characteristics and plot coverage

对5 种植物重金属累积特征进行比较，结果见表2 和表3。植物地上部、地下部或叶片重金属含量变化很大，不同植物对同种元素累积特征存在差异，同一植物对不同元素累积存在特异性。单作模式中黑麦草和紫花苜蓿地上部Cd、Pb、As 含量无显著差异，同一间作模式中黑麦草地上部Cd含量较紫花苜蓿显著高51%~65%（0.05），Pb 和As 含量无显著差异；黑麦草地下部Cd、Pb 和As 的含量在单作和间作模式中均显著高于紫花苜蓿（0.05）。紫花苜蓿地上部Cd 含量在MR 和MZ 模式中较M 显著低34%和33%，地上部As 含量在MR 模式中较M 显著低48%（0.05）。黑麦草和紫花苜蓿在单作或间作模式中对Cd、Pb 和As 的BCF 无显著差异。紫花苜蓿在MR 模式中Cd 的TC 较M 低37%（0.05）。灌木叶片Cd 含量为花椒＞杜鹃＞石楠，Pb含量为花椒＞杜鹃＞石楠，As含量为花椒≈杜鹃＞石楠。花椒叶片Pb累积特征因种植模式不同存在差异，Pb 含量和BCF 在LZ 模式中较MZ分别低42%和50%。

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

表3 植物重金属累积特征Table 3 Plants heavy metal accumulation characteristics in different patterns

2.4 不同模式水土流失和重金属消减的关系分析

相关分析表明（表4），径流量与径流泥沙浓度、溶解态Pb、As 浓度呈极显著负相关关系（＜0.01），与泥沙、Cd、Pb 和As 流出量呈极显著正相关关系（0.01）。泥沙、Cd、Pb、As 流出量间互为极显著正相关关系（0.01）。泥沙产量与颗粒态Pb、As 含量呈显著负相关关系（0.05），与溶解态Pb、As 浓度呈极显著负相关关系（0.01），径流中泥沙浓度与颗粒态Pb、As 含量呈极显著负相关关系（0.01），与溶解态Pb、As 浓度呈显著正相关关系（0.05，0.01）。说明重金属主要以泥沙为载体流出且受径流影响，但扩散特征有差异。

表4 不同模式灌−草生态缓冲带地表径流中重金属污染物的Pearson相关关系分析Table 4 Pearson relationship analysis of heavy metal losses in surface runoff in different ecological buffer patterns

相关分析表明，小区盖度与泥沙浓度、溶解态Pb、As 浓度呈极显著负相关关系（0.01），与颗粒态Cd、Pb 和As 含量呈极显著正相关关系（0.01）。灌

木分支数与溶解态Pb 浓度呈显著负相关关系（0.01）。草本植物株高与泥沙浓度、溶解态Pb、As 浓度呈显著负相关关系（0.05），与颗粒态Cd、Pb和As含量呈显著正相关关系（0.05）。说明植被覆盖影响泥沙中重金属含量和径流中溶解态重金属浓度。草本植物地下部Cd、Pb 和As 含量与小区盖度呈极显著正相关关系（＜0.01），灌木叶片As 含量与溶解态As浓度呈显著负相关关系（＜0.05）。

根据径流量预测泥沙产量，通过泥沙量和小区盖度预测颗粒态和溶解态Cd、Pb 和As 的流出量。逐步回归分析表明（表5），泥沙主要通过径流携带流出，影响不同形态Cd、Pb 和As 流出的因素有差异。颗粒态Cd、Pb 和As 的流出受到泥沙产量和小区盖度的影响，其中颗粒态Pb 流出量还受到径流量影响。溶解态Cd和As的流出受径流量影响，Pb和As的流出受到小区盖度的影响。径流冲刷是泥沙、Cd、Pb和As流出的主要驱动力，植被覆盖在一定程度上减轻了溶解态Pb和As的流出，但增加了泥沙中Cd、Pb和As的浓度。

表5 泥沙产量、重金属流出量和灌−草生态缓冲带间的相关性分析和逐步回归（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、植物重金属含量、小区和植物形态特征的主要成分分析（图5）表明，累积率达到77%，组分1 为49%，组分2 为28%。选择两个包含污染物扩散特征和小区植被特性的主要成分作为评估污染物消减的基础。组分1 主要包含小区盖度和植物重金属含量信息，组分2 主要包含泥沙和重金属流出信息。将成分1 绘制在水平轴上，成分2 绘制在垂直轴上。LR 模式成分2 表征的泥沙和重金属流出量得分最低，同时成分1 表征的小区和植物重金属含量较好。

图5 灌−草生态缓冲带的主成分分析散点图Figure 5 Scatter diagram of principal component analysis for ecological buffer patterns

3 讨论

3.1 不同模式水土流失特征和重金属消减分析

采矿废弃地植被覆盖率较自然环境低，地表扰动后抗侵蚀能力下降，径流冲刷外营力作用下重金属元素随泥沙流出作用明显，同时表现出元素扩散差异性。土壤重金属主要保留在表层土壤（0~20 cm）中，垂直迁移率受土壤有机质含量等因素影响，贫瘠的地块垂直迁移率较低，即使在有机质相对较高的森林土壤中Cd 和Pb 等元素垂直迁移率也小于1 cm·a，短期内重金属以横向迁移为主。生态缓冲带降低了径流中泥沙、Cd、Pb 和As 浓度，消减了泥沙侵蚀和污染物的流出量。土壤侵蚀率与过去矿区土壤47%覆盖率下侵蚀研究结果接近，远低于风化板岩形成的土壤，但重金属元素的流出量远高于风化板岩形成的土壤，同一份研究还发现坡度为15%时，2.7 m 和12 m宽度裸地沉积物的浓度一致性较好，坡度为10%~15%时，河岸带产沙量受植被盖度和坡度的交互作用影响。侵蚀程度低可能是土壤老化，植物根系将压实后的土壤固定在一起的结果。

7—9 月水土流失和重金属扩散特征没有显著差异，可能是因为小区盖度低于一定数值（30%）时，植被覆盖率对污染物扩散消减效果不显著。除溶解态Cd外，径流量较大对污染物有稀释作用，同时可带走更多的污染物，各模式间颗粒态Pb的含量（变异系数为7%，8 月）差异较小。回归分析和相关分析结果显示，泥沙产量受径流量的控制，Cd、Pb 和As 的流出受泥沙产量控制，重金属的流出和泥沙产量间存在正线性关系，小区盖度主要会影响泥沙中Cd、Pb 和As的含量，其他研究中微量元素流出量、径流量和泥沙量间的相关分析结果与本研究相似，且接近对自然植被研究的结果，说明减少泥沙产量是消减污染物的主要途径。10—11 月各模式间污染物的浓度和流出量存在差异，分析表明，植物对重金属污染地块的生长适应性差异造成的小区盖度变化导致不同模式污染物浓度和流出量存在差异。后续研究应关注泥沙颗粒粒径、污染物流出量和土壤管理措施间的关系，进一步了解采矿废弃地重金属的扩散特征。

土壤重金属含量是影响重金属流出量的重要因素。造成重金属超标的主要原因是泥沙中的重金属元素在径流污染物中的占比过高，尤其是Pb。溶解态重金属浓度降低可能与植物利用了水溶态重金属有关。土壤As 流出呈现富集趋势，这是因为土壤细粒径中的重金属含量高于粗粒径，径流中泥沙粒径减小。Cd、Pb 和As 扩散特征可能与泥沙颗粒大小有关，7—8 月试验小区植被覆盖率低，泥沙在溅蚀和冲蚀作用下被搬运出缓冲带，随着缓冲带植被覆盖率提高，在植被缓冲和过滤作用下粗粒被截留在小区中，细粒随径流流出。草本植物与灌木间作，草本植物丰富了土壤浅层根系统，形成更稳定的土壤结构，交织的根系系统能有效抵御来自风蚀和水蚀的土壤扰动，减少70%表层土壤脱落。

PCA 分析表明，黑麦草/杜鹃（LR）模式对Cd、Pb和As 流出得分最低，植物生长情况较好。地表覆盖能保护土壤，起到缓冲和分散雨滴的作用，保护土壤免受降雨的直接冲击，小区植被高度的增加可能发挥与盖度增加类似的作用，丰富的层间结构增加对雨滴的缓冲和分散次数，减轻土壤受到的溅蚀，草本植物快速生长是短期内发挥作用的关键。生态缓冲带重金属消减效果对径流量、植被结构和覆盖率较为敏感。在缓冲带群落长期的演替过程中，初期是杂草发挥主导作用。研究显示，随着植被多样性和地表覆盖率增加，灌木和乔木的水土保持效果会更突出，丰富的物种结构会带来更稳定的污染物消减效果。

3.2 不同模式植物形态特征、重金属累积特征分析

植物生长受到养分、气候、重金属胁迫等影响，会出现分支数、株高、冠径、质量等指标数值下降，叶片变黄，叶绿素含量下降。随时间推移，紫花苜蓿株高持续增加，黑麦草株高略有下降，可能原因是黑麦草在低于预适应温度时耐寒性较差，重金属胁迫下叶绿素和类胡萝卜素降低，多种因素叠加造成光合作用活性较低，与试验观察到黑麦草叶片发黄枯萎一致。单株紫花苜蓿较黑麦草对试验环境有更好的适应性，但黑麦草模式植株数量和盖度更高，这与黑麦草种子在重金属胁迫下耐性和萌发率较紫花苜蓿更高有关。7—9 月花椒长出了较多分支，随时间延长，在高海拔地区生长的花椒由于气候变冷、营养不足、重金属胁迫等原因，叶片和枝条凋落。花椒地上部重金属含量受气候和土壤因素影响较大，在受污染土壤上生长的花椒果皮样品有很高的健康风险，考虑到花椒的重金属累积和落叶特性，需预防落叶造成的二次污染，谨慎使用花椒作为重金属污染地块修复的经济作物。杜鹃和石楠生长状况良好，不断发出新芽，分支数和株高稳定增长，能适应营养贫瘠的重金属污染环境，对高重金属污染环境的适应能力较花椒更强。石楠对Cd、Pb、As 的富集系数更低，且持续发出新芽，可适应恶劣环境，是先锋植物优选。

间作是常用的农业生产技术，合理搭配间作植物能改善植物对重金属的累积和转移能力，在土壤重金属修复领域有较好的应用潜力。紫花苜蓿是常被用于间作增产的牧草，间作时紫花苜蓿地上部重金属含量减少，与之间作的植物对重金属吸收和转运量升高，这与本研究结果相似。葡萄与紫花苜蓿间作时葡萄藤的Fe、Pb 和Co 的浓度高于葡萄与黑麦草间作；与紫花苜蓿间作时蓖麻（Ricinus Communis L.）中Cd 和Zn 的含量分别增加了1.14 倍和2.19 倍，在污染条件下株高、茎围和生物量均有不同程度增加。紫花苜蓿会影响与之间作植物对重金属元素的代谢和营养生长，促进植物对重金属的吸收并将重金属向衰老和枯萎的叶片转移，这可能与化感作用有关。紫花苜蓿在土壤重金属污染修复领域是优良的间作植物，应当关注紫花苜蓿对与之间作植物的重金属累积特征的影响。

4 结论

（1）灌/草套种模式生态缓冲带能有效减少采矿废弃地泥沙、Cd、Pb 和As 扩散，Cd、Pb 和As 流出量随泥沙流失量下降呈线性下降，裸露的采矿废弃地缓冲带6个月植被覆盖率提高到46%。

（2）灌/草套种模式生态缓冲带较单一的草生态缓冲带有更好的污染物消减效果，黑麦草/杜鹃模式对污染物消减效果较其余的灌−草生态缓冲带更好。

（3）在采矿废弃地沟渠河岸带构建灌/草套种模式生态缓冲带，通过植被覆盖和植物重金属累积消减水土流失和重金属扩散，能够减少Cd、Pb 和As 向河流迁移，降低采矿废弃地下游的生态环境风险。