第二節　湖南典型金屬礦冶區污染場地修復研究

一、原長沙鉻鹽廠污染場地相關研究

原長沙鉻鹽廠位于長沙市岳麓區三汊磯工業區，原廠始建于1972年，曾是全國鉻鹽行業生產規模排名第二的國有企業，占地面積170余畝，2003年12月被長沙市人民政府關停后，留下42萬噸鉻渣和周邊200多萬噸鉻污染土地。2007年，長沙市曾啟動鉻渣解毒工作，并于2010年11月完成鉻渣治理。鉻渣解毒完成，現場遺留下了受六價鉻嚴重污染的土壤和地下水，對該區域生態環境造成嚴重污染和潛在環境危害。湖南大學和原環保部環境規劃院先后對原長沙鉻鹽廠進行了系統性的污染場地調查，結果表明場地土壤、地下水、地表水和底泥均受到嚴重的重金屬污染，土壤中主要污染物為鉻；此外，鋅、鎘、砷、鎳、汞在部分點位也有超標。

易龍生等[3]采取有機酸淋溶方法去除修復長沙鉻鹽場地中土壤中鉻污染，通過研究發現，檸檬酸、酒石酸和草酸均能有效去除場地土壤中的鉻，3種有機酸的土壤中鉻提取效果分別為草酸＞檸檬酸＞酒石酸。其中，0.6mol/L的檸檬酸、酒石酸和草酸經過12h的震蕩淋洗，對于鉻鹽廠污染土壤中鉻去除率分別為39.52%、30.44%和43.11%。

單暉峰等[4]采用MetaFix重金屬穩定化技術修復長沙鉻鹽場地污染土壤。現場選取了900m2區域，對比了原位高壓注射、原位土壤混拌和原地異位土壤混拌三種施工工藝，其中原位穩定化區約20m2、原地異位穩定化區約90m2。通過比較各種修復工藝的修復效果，遴選適合該場地的施工工藝，治污路線如下：取樣測定背景值→測量放線→確定注射點位→高壓注水→高壓注射攪拌→還原/穩定化→現場跟蹤檢測→現場取樣送檢→定期長效跟蹤。中試結果發現MetaFix藥劑在工程實踐中對六價鉻的還原穩定化呈現良好的中長期效果，如果修復后處于回填、掩埋、與空氣隔離的狀態，基本不會出現“返黃”，即三價鉻又被氧化回六價鉻現象，有利于后期的風險防控和場地開發。

聶慧君等[5]探究了高密度電阻率法在湖南鉻污染場地調查中的應用，介紹了采用高密度電阻率法調查污染區分布情況。綜合對比分析電阻率與鉆孔地層、水位及地下水樣六價鉻濃度關系，得出影響該場地地層電阻率最主要的因素，為地下水中六價鉻的濃度。根據高密度電法測線反演結果，推斷了場地鉻污染的分布范圍和深度，為場地的修復治理提供了依據，也為地球物理方法在污染場地調查中的應用提供了借鑒。

柴立元等[6]從長沙鉻渣堆場附近的淤泥中篩選馴化得到了一株能在堿性條件下（pH=7～11）還原高濃度六價鉻（2000mg/L）的無色桿菌，隨后采用循環噴淋和該菌共同作用去還原鉻渣中的六價鉻，實驗結果表明鉻渣中90%以上的六價鉻可以還原為三價鉻[7]，并且以Cr(OH)3的形式固定，實現了鉻渣的解毒，且該技術運行成本僅200元/t左右。細菌解毒鉻渣中試生化反應系統和噴淋系統如圖2.4所示。

二、原湖南鐵合金廠污染場地相關研究

湖南鐵合金廠始建于1958年，是國家“156”重點工程建設項目之一，也是原冶金部直屬企業，全國18家重點鐵合金生產企業之一。占地面積115萬平方米，是國家大型一檔企業，擁有總容量為132750kVA的大中型電爐16臺、120m3高爐一座和金屬鉻、鈦鐵生產系統，年生產能力30萬噸。產品覆蓋硅、錳、鉻、鈦、磷五大系列30多個品種，是國內品種最齊全的大型鐵合金綜合生產企業之一。場地地表以下巖性依次為雜填土、粉質黏土、細砂、圓礫、泥質粉砂巖。場地內地下水賦存于細砂及圓礫層，地下水位埋深約為3m，地下水流向為自西北向東南，其補給來源主要為區域地下徑流，排泄方式主要為人工排泄及徑流排泄。場地地下水中污染物主要為Cr （Ⅵ）。

宮志強等[9]通過相關研究對該場地鉻污染地下水抽水方案進行優化，利用數值模型結合加權平均方法，以修復成本最小和抽出效率最高為目標，對抽水方案進行優化模擬，模擬結果顯示：間歇性抽水方式平均抽出效率高于持續性抽水方式，間歇時間間隔最佳為10d以持續性抽水方式抽出30%污染物后，更替為抽水時間間隔為10d的間歇性抽水是修復成本最低的抽水方案。為污染場地地下水抽水方案優化設計提供科學的參考依據。

Zhang等[10]檢驗磁力法檢測湖南省長沙市某煉鐵廠污染物的有效性，對河流水質以及河流沉積物進行了磁力檢測。利用磁性和非磁性（微觀、化學和統計）方法對這些沉積物進行了表征。可以看出，工業重金屬（Fe、V、Cr、Mo、Zn、Pb、Cd、Cu）的污染負荷指數與代表磁性濃度的飽和等溫剩余磁化強度的對數呈顯著相關。研究結果表明，磁法在現代工業城市及其周邊地區的污染檢測和測繪中具有實用價值。

三、長沙七寶山礦區污染場地相關研究

地處湘東瀏陽市的七寶山礦區，因歷史上盛產鉛、鐵、硼砂、青礬、膽礬、土黃、堿石“七寶”而得名。七寶山礦區在長期開采過程中，產生了大量含Cd、Pb、Hg、As、Zn、Cu等重金屬物質的酸性坑水、洗選廢水、生產廢水以及廢渣等，不僅污染了寶山河水質，而且還使得寶山河的河床不斷抬高。并且隨著礦山開采，廢渣越堆越多，總量已超過300×104t，逐漸成了湘江中下游一個重要的重金屬污染源。

戴塔根等[11]對湖南瀏陽七寶山礦區寶山河的污染情況進行了調查，比較了1985年與 2003年該區域的污染狀況。比對分析了不同時期七寶山礦區無序開采對寶山河水質和底泥、周邊土壤等環境因子的影響。結果表明，各類樣品中有害元素都有不同程度的富集。寶山河底泥中 Cu、Zn、Pb、Cd、As等重金屬含量嚴重超標；寶山河兩側稻土污染嚴重，應是寶山河水灌溉所致；寶山河流域稻米Cd、F污染十分嚴重，已經嚴重影響到當地居民的身體健康。Li Zhaoyang等[12]針對七寶山某鉛鋅礦尾礦庫開展了農業與非農業有機廢棄物輔助植物穩定效果的現場對比研究。

佘瑋等[13]為研究苧麻對不同重金屬的耐性和富集能力，對瀏陽七寶山礦區內土壤和苧麻體內重金屬進行測定和分析，研究發現瀏陽七寶山礦區Cd污染嚴重，伴隨Pb、Zn、Cu污染。且發現大部分采樣點苧麻對Cd、Pb、As、Sb的轉移系數大于1，說明苧麻可以提取修復這幾種重金屬污染的土壤，能同時較好地轉移2～4種重金屬；此外，部分采樣點苧麻對Cu、Zn的轉移系數＜1，說明苧麻地下部吸收的Zn、Cu較多，適宜對Zn、Cu 污染土壤進行固定修復。

七寶山鉛鋅礦露天采場地表DTM模型如圖2.5所示。

四、株洲清水塘地區污染場地相關研究

株洲清水塘處于長株潭城市群的結合部，總面積約38km2，東、西、北三面環山，南瀕湘江，地勢由北向南傾斜，屬丘陵地帶。霞灣港和老霞灣港緊靠湘江區域為工業核心區，位于湘江干流下游的敏感區位，其下游相繼為湘潭市和長沙市，生態區位非常敏感且重要。區域內近50年來匯集了冶煉、化工等261家企業，主要有株冶、株化、湘氮等多家冶煉與化工企業，企業產生的廢水、廢渣、廢氣污染了周邊水體和土壤。

為查明株洲清水塘工業區池塘底泥重金屬污染現狀及其變化趨勢，揭示池塘底泥重金屬對霞灣港與老霞灣港水體及底泥的潛在影響。楊海君等[14]對區域內池塘底泥樣品進行了采集，進行Pb、Cd、As含量的測定，采用地累積指數和潛在生態危害指數方法對底泥中Cd、Pb、As污染與生態風險進行了評價。研究結果表明：池塘底泥中Cd、Pb、As含量均超過湖南土壤背景值，分別為土壤背景值的657倍、44倍、12倍，表明Cd是清水塘工業區池塘底泥中的主要污染物，變異系數結果顯示，各采樣點底泥中Cd、Pb、As含量分布離散，受點源輸入影響大。并依據調查結果對清水塘工業區污染治理提出了分片區、分區域治理模式，采取挖掘底泥、穩定固化、填埋處理等措施。

申麗等[15]基于Illumina高通量測序技術分析了株洲清水塘工業區周邊土壤的微生物群落特征，研究重金屬污染對土壤微生物群落的影響。結果表明，土壤微生物群落的相對豐度和多樣性變化趨勢一致，均隨著重金屬污染程度增加而減小。稻田土壤平均相對豐度最高的門是變形菌門（49.56%），其次為綠彎菌門（13.07%）和酸桿菌門（8.77%）；較高重金屬污染程度下伴隨著更高豐度的變形菌門、綠彎菌門與更低豐度的硝化螺旋菌門、酸桿菌門。以上結果表明，重金屬污染是影響清水塘工業區周邊土壤微生物群落結構的重要因素。

王亞軍等[16]系統地研究了株洲清水塘區土壤縱面重金屬的分布特征。結果表明，該地區Zn、Cu、Pb、Cd、As、Rb、Co、Ni、Cr、Hg等重金屬含量平均值均高于全國土壤元素背景值。Zu、Pb、Cd、As等元素平均含量明顯偏高。大多數重金屬含量隨土層的加深呈下降趨勢，土壤各層重金屬變異系數波動范圍較大，位于冶煉廠附近的土壤剖面采樣點，重金屬含量平均值明顯高于其他采樣點。土壤中的Zn和Cu、Pb和Zn、Zn和Hg、Pb和Hg、Rb和Cd有正相關關系，Cu和Sr、Pb和Sb、Sr和Cr之間具有一定的負相關關系。

五、湘潭竹埠港工業區污染場地相關研究

湖南省湘潭市竹埠港老工業區始建于20世紀60年代初，80年代被國家確定為優先發展的14個精細化工基地之一。2000年經國家科技部批準為國家新材料成果轉化及產業化基地湖南的四個示范區之一。由于長期的化工生產，該區域企業排出的廢水、廢氣、廢渣特別是重金屬污染物對湘江、土壤和地下水造成了嚴重污染[17]。2017年11月，湘潭市岳塘區環境保護局委托中國環境科學研究院、湖南省環境保護科學研究院、環境保護部環境規劃院和中石化石油工程地球物理有限公司開展該場地的環境調查與風險評估工作。

匡曉亮等[18]對竹埠港段湘江河床沉積物進行沉積柱取樣，利用ICP-MS等技術手段分析沉積物重金屬含量。建立隨機模擬與三角模糊數的理論耦合模型，修正地累積指數評價的修正系數K值，再利用改進的地累積指數法評價沉積物重金屬污染程度。研究結果表明：該段區域河床底泥Zn、Pb、Cu為中度污染；Mn在各河段河床沉積物中分布較均勻，為中度污染；并有向偏重度污染發展的趨勢；而Sc、V、Cr、Co、Ni等重金屬在河床沉積物中，為輕度污染。

六、湘潭錳礦礦山廢棄地污染相關研究

湘潭錳礦以沉積碳酸錳礦及其次生氧化錳礦稱著，儲量豐富，還有煤、石灰石、白云石、石英砂巖及石膏等非金屬礦藏。湘潭錳業集團有限公司，前稱裕生礦業公司、上五都錳礦局，創建于1913年；新中國成立后，經過三次擴建工程建設，從而使礦山生產由露天開采氧化錳，轉為坑下開采碳酸錳；是全國重要的錳業基地，擁有全國儲量最大的整體碳酸錳礦床、亞洲最大的錳鐵高爐和電化錳生產線，素有“中國錳都”之稱。湘潭錳礦礦產資源的大量開發、錳礦廢渣的無序堆積，造成了錳礦區土壤重金屬污染的環境問題。有研究表明湘潭錳礦廢棄地土壤受到不同程度的重金屬污染，Pb平均含量達到755mg/kg[19]。

熊子旗等[20]為探究生石灰（CaO）、羥基磷灰石（HAP）兩種固化劑對湘潭錳礦區土壤中重金屬錳（Mn）、鉛（Pb）、鉻（Cr）的固化效應，將兩種固化劑以不同的施入量進行單一和組配固化處理，測定土壤中有效態Mn、Pb、Cr的含量并進行方差分析和相關性分析。結果表明：各固化處理均可極顯著（p＜0.01）降低土壤中有效態 Mn、Pb的含量，2種試劑的單一和組配處理對湘潭錳礦區土壤中 Mn、Pb有較好的固化效果，單一生石灰處理對湘潭錳礦區土壤中 Cr有較好的固化效果。

閆文德等[19]采用野外調查與室內分析相結合的方法對湘潭錳礦廢棄地土壤酶活性與重金屬含量的關系進行了研究。結果表明：湘潭錳礦廢棄地的土壤受到不同程度的Cu、Zn、Mn、Co、Cd、Ni、Pb元素污染；礦渣廢棄地土壤中的過氧化氫酶、脲酶、脫氫酶與土壤中重金屬含量的一定關系，可以用土壤脲酶活性的大小檢測反映土壤受到Pb污染的輕重，用過氧化氫酶活性的大小檢測反映土壤受到Zn、Mn、Ni、Pb污染的輕重。

李偉亞等[21]通過室內培養實驗，研究不同施用量(1%、2%、5%、10%、20%)的生物炭對錳礦區周邊土壤中3種重金屬Mn、Pb、Cr的固化效應。結果表明，生物炭施入土壤可使土壤中酸溶態、可還原態Mn、Pb、Cr含量顯著降低。該研究結果可為生物炭對湘潭錳礦區周邊土壤中重金屬Mn、Pb、Cr的固化效應研究提供一定的理論依據。

余光輝等[22]開展了湘潭錳礦重金屬環境安全及植物耐性研究，采集了湘潭錳礦紅旗分礦開采區、沙壙村恢復區的代表性當季蔬菜（萵筍葉Fruticicolidae、小白菜Brassica chinensis、香蔥Allium schoenoprasum、空心菜Ipomoea aquatica）、廢棄區的優勢植物（商陸Phytolacca acinosa、野茼蒿Crassocephalum crepidioides、蒼耳Xanthium sibiricum）和3個研究區的土壤，通過原子吸收分光光度法分析了Mn、Pb、Zn含量。結果表明：開采區蔬菜Mn含量明顯高于恢復區，開采區和恢復區蔬菜都明顯受到Pb污染；商陸、野茼蒿和蒼耳中重金屬含量差異較大，對重金屬的耐性強，其中商陸表現出最好的耐性與長勢。研究結論對錳礦土地合理利用以及礦區土壤重金屬治理提供一定的科學依據。Jiang Feng等[23]開展了針對湘潭錳礦區（中南部）表層土壤微量金屬污染:來源識別、空間分布及潛在生態風險評價。方晰等[24]也開展了植被修復對錳礦渣廢棄地土壤微生物數量與酶活性的影響研究。薛生國[25]通過對位于湖南省湘潭錳礦污染區的植物和土壤的一系列野外調查和實驗，在中國首次發現垂序商陸對錳具有明顯的超富集特性，填補了我國錳超積累植物研究的空白。

七、岳陽桃林鉛鋅礦礦山廢棄地相關研究

桃林鉛鋅礦位于湖南省臨湘市境內，始建于1958年，是國家第一個五年計劃中 156 項重點工程之一，是國家大型一檔采選綜合企業，曾為我國鉛鋅事業作出了巨大貢獻，累計開采礦石3200萬噸、選礦5280萬噸(含外購礦)、鋅焙砂28.6萬噸、硫酸52萬噸。因礦山資源枯竭，2003年原桃林鉛鋅礦破產關閉，尾礦庫運行43年后停用，現總庫容達4450萬立方米。閉庫后，臨湘市桃礦漁潭尾礦庫區匯水面積2.52km2，淹沒范圍1.5km2，尾礦庫面積1.4km2，干灘面積96.88萬平方米，沉積灘坡度2.4%。遺留下的選礦尾砂中富含Pb、Cd、Cr、As、Hg、Cu、Zn、Mn、Ni等重金屬，經雨水淋溶瀝濾進入水體，污染地表地下水和周圍土壤。近半個世紀的重金屬排放，已對其周邊環境造成嚴重污染，給人體健康帶來嚴重危害。

劉暢等[26]實驗采集了該鉛鋅礦附近分布較廣、生物量較大的8種草本植物和土壤樣本，并采用原子吸收分光光度法分析了土壤和植物中Pb、Zn、Cu重金屬含量。目的在于了解礦區開采對生態環境所造成的影響，并試圖篩選出富集性能優良的超累積植物，明確這些植物在多種重金屬同時存在條件下的吸收富集特點，以發現它們在環境修復上的實際應用。結果發現：該礦區土壤存在較為嚴重的重金屬復合污染，其中Pb、Zn、Cu污染最為嚴重，Pb含量超過標準值約53倍、Zn含量超過標準值約46倍。8種植物對Pb、Zn、Cu耐受性較強，這些植物在礦區經受了高含量重金屬的長期“馴化”，已經具備了超累積植物的某些基本特征，并對復合重金屬污染具有一定的修復效果。

劉慧琳等[27]開展了桃林鉛鋅礦尾砂庫資源化綜合利用狀況研究，首先通過遙感解譯、基于尾砂庫筑建前與閉庫后DEM數據，查明了尾砂庫的基本情況；其次，按市場價格進行了潛在經濟評價；最后，根據礦業遺跡與周邊的自然、人文景觀特點，進行了礦山環境評價。研究表明：桃礦尾砂庫的地表占地面積為2214726m2，庫容3321.62萬立方米，尾砂堆存量5082.08萬噸。其中，尾砂中具有有用金屬鎵和有用礦物熒石，其潛在經濟價值分別約為4.54億元和68.05億元。

岳陽桃林鉛鋅礦尾礦庫治理前的狀況如圖2.6所示。

八、衡陽水口山鉛鋅礦區污染場地相關研究

水口山鉛鋅礦區位于湖南省衡陽市常寧縣境內，其中累計探明儲量（金屬量）鉛鋅約200萬噸、金約100t。在近一百年的采礦過程中，由于歷史遺留問題以及環境保護意識薄弱，該地區重金屬污染嚴重。在水口山礦區長期的礦石開采、冶煉、運輸、尾礦堆放活動中產生大量遺留的廢石和尾礦，對周邊水體和土壤造成了嚴重的重金屬污染。目前國內對尾礦庫的研究較為深入，卻對隨意堆砌的廢石堆污染研究很少，特別是早先選別工藝較為落后，有時品位很高的礦石物料也被堆棄在廢石堆，會對周邊區域造成污染。陳佳木等針對該礦區的兩個廢石堆進行采樣調查，探明廢石堆中重金屬元素的含量及其產生的自然淋濾水污染情況。研究發現其中As超標1804.2倍，這說明這兩個廢石堆存在明顯的重金屬污染。研究提出了廢石堆控制雨水是防止重金屬浸出的有效方法。

鄭東煌等[28]選取湖南省常寧市水口山鉛鋅礦作為研究區域，共測定317個表層土壤樣品。對水口山地區進行土壤地球化學調查，分析土壤養分元素與重金屬元素的含量特征和空間分布特征。再根據《土地質量地球化學評價規范》(DZ/T 0295—2016)進行質量評價，并且對研究區重金屬進行礦山生態地球化學評價。最后對礦區周圍污染嚴重的重金屬進行相關性分析。研究區進行生態風險評價結果顯示：用地累積指數法可知在8種重金屬元素中以Zn、Cd、Pb、Hg污染為主，其中Cd污染程度最大。對研究區進行潛在生態風險評價，與地積累指數一樣，Cd污染嚴重，然而Pb、Zn、Hg元素污染程度較小。由于不同重金屬元素的毒性系數不同，在當地Cd元素潛在生態危害指數很高，大面積區域已經達到最高程度，其他元素生態危害指數較低。

肖錫林等[29]通過公共衛生學研究手段，用石墨爐原子吸收法檢測了湘江衡陽市蒸湘區段和常寧市水口山礦區段各60名男性人體尿樣和兩個地區不同環境水體的Cd含量，進行環境風險評價。結果表明，衡陽市蒸湘區60名男性人體尿樣中Cd的平均濃度為2.74ng/mL，水中Cd的平均濃度為0.42ng/mL；水口山礦區60名男性礦工尿樣中Cd的平均濃度為40.26ng/mL；河水中Cd的平均濃度為7.02ng/mL。水口山礦區水樣中Cd的濃度和60名男性礦工尿樣中Cd的濃度都高于衡陽市蒸湘區水樣和居民尿樣中Cd的濃度。這表明，在重金屬礦區由于環境的影響，無論是環境水中還是職業接觸者體內，Cd的含量都高于一般地區和普通人群。

九、常德石門砷礦區污染場地相關研究

湖南雄黃礦是世界上最大的單砷礦。1500多年的雄黃礦開采史，特別是1956～1978年的砒霜生產，導致了這里的土地、水、空氣遭受重度污染，對礦區周邊30多平方千米(核心區9平方千米)居民的生產生活造成了嚴重影響。2011年2月，國務院正式批復《國家重金屬污染綜合防治“十二五”規劃》，石門雄黃礦區作為一個單獨項目區實施綜合整治[30]。

陳尋峰等[31]以石門礦區砷污染土壤為研究對象，采用批量振蕩淋洗的方法，在前期實驗和研究基礎上，選用5種常用的淋洗劑(EDTA、NaOH、草酸、檸檬酸、KH2PO4)進行組合復合淋洗研究，以探索最佳淋洗組合，通過3種不同砷污染程度土壤的淋洗修復效果比較，研究復合淋洗的適用性，分析淋洗前后土壤中砷形態的變化，為砷污染土壤及其場地的修復治理提供理論依據和參考。研究結果表明：復合淋洗效果優于單一淋洗效果，能夠很好地提高砷的去除率。

十、冷水江錫礦山污染場地相關研究

錫礦山地區位于冷水江市北部， 轄礦山鄉、錫礦山街道辦事處、中連鄉，總面積 116km2，常住和流動人口近5萬人。該地區礦產資源豐富， 主要有銻、煤及其他有色金屬， 特別是銻礦資源現保有儲量30萬噸，占全球比重的30%，素有“世界銻都”的美稱。目前，該地區共有包括閃星公司在內的銻礦開采選、冶煉企業29家。110多年來，錫礦山地區已生產精銻120多萬噸，為國家經濟發展做出了巨大貢獻，同時也嚴重破壞了當地生態環境。據估算，涉銻企業共產生二氧化硫近100萬噸、砷堿渣約20萬噸、冶煉爐渣及采礦廢石等數千萬噸。

索新文等[32]以冷水江市閃星錫礦山為例，開展了基于“3S”的礦區景觀格局演變研究。選擇8個指標對研究區景觀格局特征變化進行對比分析，采用計算景觀格局指數，通過對2005～2015年3個時期的分類數據集進行比較來分析研究區景觀格局的變化特征。研究結果表明：研究區景觀格局最佳分析粒度為20m；在這5年間，礦區擴張開發導致耕地、草地和林地景觀斑塊破碎化程度加劇，礦區整體景觀格局呈破碎化和復雜化的變化趨勢；2010～2015年，由于礦區生態環境治理工作的開展，受損的耕地、草地和林地景觀得到恢復，礦區整體景觀格局水平朝規則化和均衡化的趨勢發展。

薛亮等[33]通過在湖南省錫礦山銻礦礦區開展植物和土壤的實地調查，分析銻礦區植物不同組織重金屬的積累特征。銻礦礦區開展植物對重金屬的積累特征分析，評價其用于植物修復的潛力。并以篩選獲得的耐銻植物芒為研究材料，開展植物在銻脅迫下的生理生化及蛋白質組學響應研究，深入了解銻的植物毒性效應及植物的耐銻機理，為獲取理想的銻修復植物材料提供有效方法。研究發現：芒（Miscanthus sinensis）和白茅（Imperata cylindrica）具有Hg和Cd的植物萃取潛力，美洲商陸（Phytolacca americana）具有Cd和Pb的植物穩定潛力，苧麻（Boehmeria longispica）對As和Sb表現出較強的轉移能力，繁穗莧（Amaranthus paniculatus）和芒可應用于Sb的植物穩定，狗牙根（Cynodon dactylon）可分別應用于As和Sb的植物穩定。

李雪華等[34]針對我國銻礦區銻污染的現狀，開展了礦區沉積物和水環境銻污染調查、銻的生物有效性分析、銻和重金屬污染的生態風險評價、污染河流沉積物中銻的穩定性、吸附除銻技術及除銻吸附材料安全性評價的研究工作。主要試驗區域為湖南冷水江錫礦山和廣西大廠銻礦區。殷志遙等[35]總結了土壤銻污染特征研究進展及其富集植物的研究進展。

庫文珍等[36]通過野外調查采樣，分析了冷水江銻礦區4個采樣點土壤和優勢植物中重金屬含量，以及礦區生長的5種優勢植物對Sb、As、Cd、Pb、Cu和Zn的吸收與富集能力及其富集特性。結果表明，礦區土壤中6種重金屬元素的平均含量均超出湖南省土壤背景值和全國土壤背景值，土壤受Sb污染最嚴重，其次是Cd、As的污染。5種優勢植物淡竹葉、苧麻、芒草、狗尾草和白背葉體內Sb、As的含量都超過正常范圍，具有修復礦區土壤Sb、As污染的潛力。其中苧麻對Sb的富集系數和轉運系數均大于1，滿足Sb超富集植物的基本特征，可作為生態恢復的先鋒植物；芒草對Cd的富集系數和轉運系數都大于1，對重金屬有較強的耐性，作為重金屬污染的修復植物具有較好的應用前景。

童方平等[37]利用人工造林結合應用土壤改良劑的試驗，研究了土壤改良劑對重金屬銻的形態差異、分布特征和生物可利用性的影響，為銻礦區重金屬污染土壤生態修復提供技術依據。結果表明：隨著土壤改良劑施放量的增加，土壤的pH值增加，當每株施放改良劑達300g時，土壤pH由酸性變為弱堿性。不同劑量的土壤改良劑對0～20cm、40～60cm土層Sb的碳酸鹽結合態有顯著影響；對20～40cm土層Sb的碳酸鹽結合態有極顯著影響；對40～60cm土層Sb的殘渣態有極顯著影響。進一步將構樹應用于銻污染土壤修復中去[38]，探索構樹對重金屬的富集特征，分別選擇生長于嚴重Sb、As、Cd、Hg污染和無重金屬污染林地的構樹，研究結果表明：銻礦區重金屬污染地構樹與非重金屬污染地構樹各器官的生物量與構成沒有差異。銻礦區重金屬污染地與非重金屬污染地構樹根、枝、莖、葉器官富集重金屬Sb、Pb、Cd、Hg、As、Cu、Zn的量有極顯著差異，表明構樹具有較強的累積多種重金屬的能力，為復合富集重金屬的木本植物，其富集的重金屬主要為Sb、Zn、Pb、As。