苧麻種植年限對土壤重金屬積累及富集效果的影響

黃承建，繆 凱，熊文強，劉小康，羅 芳，雷 寧，潘庭杰

（1.達州職業技術學院現代農業學院，四川達州 635000；2.達州市農業環境保護監測站，四川達州 635000）

土壤重金屬污染對生態環境、農業生產和人體健康是巨大的威脅。重金屬元素在土壤中的環境效應主要取決于本身的物質特性及土壤的環境特征。土壤理化性質如土壤pH 值、有機質、氮、磷和鉀的含量，很大程度上影響重金屬在土壤中的移動性、生物有效性和毒性[1-2]，也影響重金屬污染土壤治理的效果[3]。對重金屬污染土壤的治理方法有很多，其中植物修復土壤重金屬污染技術具有成本低、可操作性強、二次污染小等優勢，成為近年來的研究熱點。苧麻（Boehmeria nivea）因對鎘（Cd）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、汞（Hg）、砷（As）等多種土壤重金屬具有良好的耐受和富集能力，適合重金屬單因子和復合污染土壤的修復[4-9]，成為植物修復技術研究中潛力巨大的優勢作物。開展苧麻種植對污染農田土壤重金屬修復年限的研究，對農業生產和食品安全具有重要意義。研究表明，苧麻對重金屬污染土壤的修復效果不僅存在苧麻品種間和土壤重金屬種類的較大差異[5-6，8-9]，還與苧麻的修復年限即種植年限相關。研究預測，在礦區廢棄農田Pb、Cd 的含量分別為694.22、7.70 mg·kg-1，修復到國家土壤環境三級標準（Pb、Cd的含量分別為500、1 mg·kg-1），Pb 修復年限為13.52 年，Cd 修復年限為1.49 年[8]。在自然條件下，使土壤鎘濃度從1.72 mg·kg-1降低到0.3 mg·kg-1，需要39 年[3]；在鎘污染稻田改種苧麻，苧麻鎘含量隨年限的增加而增加，連續種植苧麻5 年可使土壤中鎘含量下降27.6%[10]。汞污染稻田改種苧麻，汞含量由82 mg·kg-1降至0.39 mg·kg-1需要10年[7]。除苧麻外，其他用于重金屬污染土壤修復的潛力植物如蜈蚣草、板藍根、藜麥、皺葉酸模、香根草等，對重金屬的修復效果也與種植年限相關[11-13]。上述苧麻和其他植物對重金屬污染土壤的修復研究主要采用盆栽試驗或大田微區試驗，加入重金屬模擬污染土壤，或在污染嚴重的礦區農田或化工廠周圍農田進行，農田土壤重金屬的濃度很高[5-9,11,13]，而且多數集中在對污染土壤重金屬修復年限的預測上[3,7-8,10-12]，對實際的修復年限研究較少[13]。目前非礦區普通農田，自然經濟以農業為主，由于農藥和肥料等的施用造成土壤重金屬的累積，范圍大、面積廣，相對礦區和化工廠周圍農田土壤重金屬含量較低，但又超過國家標準或地方標準，針對這些普通農田重金屬污染土壤的修復研究較少。本研究在我國苧麻主產區四川省大竹縣苧麻產業園區選擇苧麻種植年限不同的麻園，測定不同種植年限麻園土壤重金屬和麻根中Cd、Pb、Cr、Hg 和As 含量，分析苧麻種植年限對土壤和麻根重金屬的積累、麻根對土壤重金屬富集效果、對土壤理化性質的影響，探討土壤理化性質對土壤重金屬積累的影響，評價麻園土壤的污染程度，為普通農田土壤重金屬污染修復提供技術手段。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與處理

土壤和作物樣品的采集在苧麻主產區四川省大竹縣苧麻產業園區進行。大竹縣位于四川省東部，為典型的丘陵地帶，屬亞熱帶季風氣候，四季分明，平均氣溫16.5 ℃，年降雨量1 179.1 mm，年日照時數為1 313.4 h，無霜期285 d。苧麻是大竹縣的特色經濟作物，種植歷史悠久，栽培面積大，占全國苧麻面積的65%以上[14]，是全國苧麻主產區，有“中國苧麻之鄉”的美譽。

苧麻為多年生宿根性草本作物，地下部分麻蔸能夠自我更新，可宿根種植10～20年甚至上百年[14]。生產上一般將種植苧麻1～3年、產量較低的麻園稱為新麻園；4～8 年、產量較高且穩定的稱為成齡麻園或壯齡麻園；9 年及以上、產量開始緩慢下降的稱為老麻園（這種劃分是相對的，管理好的成齡麻園產量也可持續10 年以上甚至幾十年）[15]。在大竹縣苧麻產業園區依據苧麻的種植情況，優先選擇面積較大的麻園布設采樣點，其中1～3 年的新麻園5 個，4～8 年的成齡麻園5個，9年及以上的老麻園6個，共16個麻園，面積29.50 hm2。

土壤樣品的采集。2022 年3 月，在選定的16 個麻園，每個麻園按蛇型取樣法，采集9 個點的根際土壤（深度0～20 cm），混合均勻后裝袋，去除樣品中雜草、礫石等雜物，按四分法縮分后將樣品等量混合成1 個樣品，質量不低于1 kg，共采集土壤樣品16 個，帶回實驗室后風干、研磨、過尼龍篩，密封保存待測。

麻根樣品的采集。研究表明，苧麻植株不同部位對重金屬的吸收和富集能力存在較大差異，總體趨勢為根＞其他器官[6-9,16]。2022 年10 月底第三季麻收獲后，在采集土壤的麻園按采集土壤對應的線路選9 叢麻蔸，挖取部分麻根，去除泥土混合均勻后裝袋，質量不低于2 kg，共采集16 個麻根樣品，帶回實驗室后用自來水清洗附著在樣品上的污物和泥土，再用去離子水沖洗3～5次，用吸水紙吸干，存放至低溫環境中保存待測。

1.2 樣品測試與分析

土壤樣品重金屬含量參照GB 15618—2018《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》中污染物的分析方法進行測定，其中Pb、Cd 含量的測定采用石墨爐原子吸收分光光度法，Cr 的測定采用火焰原子吸收分光光度法，Hg 和As 含量的測定采用原子熒光分光光度法。麻根樣品中重金屬含量的測定參照GB 2762—2017《食品安全國家標準食品中污染物限量》中規定的方法進行，即Pb、Cd、Cr、Hg 和As 含量分別按照GB 5009.12、GB 5009.15、GB 5009.123、GB 5009.17和GB 5009.11進行測定。

土壤樣品理化性質的測定參照魯如坤[17]的方法進行，其中pH 值測定采用電位法，有機質含量采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定，全氮含量使用酸溶-凱式定氮法測定，堿解氮含量采用堿解擴散法測定，有效磷含量采用鹽酸-氟化銨浸提-鉬銻抗比色法測定，速效鉀采用乙酸銨溶液浸提-火焰光度法測定。

1.3 重金屬污染評價方法

土壤重金屬污染評價參考GB 15618—2018《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》和四川盆地丘陵區土壤元素背景值[18]進行。土壤重金屬污染評價采用單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法。

單因子污染指數法。Pi=Ci/Si，式中Pi為土壤環境中污染物i的單因子污染指數，Ci為土壤環境中污染物i的實測值，Si為污染物i的評價標準值。Pi分級標準為：Pi≤0.7，安全；0.7＜Pi≤1，警戒線；1＜Pi≤2，輕度污染；2＜Pi≤3，中度污染；Pi＞3，重度污染[19]。

內梅羅綜合污染指數法。

式中，PN為內梅羅綜合污染指數；（Ci/Si)max為最大單因子污染指數；（Ci/Si)ave為平均單因子污染指數。PN分級標準為：PN≤0.7，清潔；0.7＜PN≤1，尚清潔；1＜PN≤2，輕度污染；2＜PN≤3，中度污染；PN＞3，重度污染[20]。

1.4 變異系數（CV）的變異性等級劃分

變異系數（CV）＝平均數/標準差×100%

利用變異系數（CV）反映不同種植年限麻園土壤和麻根重金屬變量，以及土壤理化性質的變異特征，揭示指定區域內變量的離散程度。變異系數（CV）的變異性等級劃分：變異系數CV≤20%，為輕度變異；變異系數20%＜CV≤50%，為中度變異；變異系數CV＞50%，為高度變異[21]。

1.5 重金屬富集系數

苧麻根對麻園土壤重金屬的富集系數=（苧麻根重金屬含量/土壤中重金屬含量）×100%

1.6 數據處理與分析

采用Excel 2019、IBM SPSS 18.0 進行數據分析和圖表制作，采用Student Newman Keuls 進行多重比較（p＜0.05）。

2 結果與分析

2.1 麻園土壤重金屬含量及污染水平

由表1 可知，研究區麻園土壤5 種重金屬平均含量Cr（70.86 mg·kg-1）＞Pb（24.38 mg·kg-1）＞As（3.11 mg·kg-1）＞Cd（0.27 mg·kg-1）＞Hg（0.019 1 mg·kg-1）。其中，Pb、Cd、Cr 的含量分別為20.8～28.7 mg·kg-1、0.21～0.43 mg·kg-1g 和56.00～81.00 mg·kg-1，變異系數分別為8.62%、20.10%、9.80%，為輕度變異；As、Hg 的含量分別為0.018 8～0.098 3 mg·kg-1、1.73～6.83 mg·kg-1，變異系數為47.40%、42.14%，呈中度變異，表明麻園Pb、Cd、Cr、As、Hg的分布較均勻，差異較小。

表1 苧麻園土壤重金屬元素含量

麻園土壤重金屬除As低于四川盆地丘陵區背景值外，其余重金屬Cd、Pb、Cr、Hg 含量不同程度高于四川盆地丘陵區背景值，分別是背景值的1.13～1.79倍、1.01～1.14 倍、1.01～1.08 倍、1.06～1.97 倍，超過背景值的比例分別占麻園總數的62.50%、43.75%、37.50%和18.75%。另外，有3 個麻園的土壤Cd 含量超過《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），超標率占麻園總數的18.75%；所有麻園中的其余土壤重金屬含量均無超標現象。

由表2 可知，土壤重金屬中Cd 的污染指數較高，污染指數P≤0.7，處于安全線的麻園占麻園總數的6.25%；污染指數0.7＜P≤1.0，處于警戒線的麻園占麻園總數的81.25%；污染指數1.0＜P≤2.0，達到輕度污染的麻園占麻園總數的12.50%。土壤Pb、Cr、Hg 和As 的污染指數相對較小，P≤0.7，均處在安全線內，污染指數由大到小的順序Cr＞Pb＞As＞Hg。因此，麻園主要存在Cd的輕度污染，其他重金屬元素的污染指數均處在安全線內。內梅羅綜合污染指數（PN）表明，麻園土壤綜合污染指數在0.539～0.787 之間，平均值0.659；其中，處于清潔的樣品占62.50%，處于尚清潔的樣品占37.50%。

表2 苧麻園土壤重金屬單因子污染指數和內梅羅綜合污染指數評價

2.2 苧麻種植年限對麻園土壤重金屬含量、麻根重金屬含量及麻根對土壤重金屬富集系數的影響

由表3 可知，隨著苧麻種植年限的增加，麻園土壤Pb、Cd、Cr、Hg 和As 含量呈上升趨勢，苧麻種植年限的增加顯著影響麻園土壤Cd、Cr 和As 的含量，其中不同苧麻園土壤中Cd含量依次為老麻園＞成齡麻園＝新麻園，土壤Cr含量依次為老麻園＞成齡麻園＞新麻園，土壤As含量依次為老麻園＞新麻園＞成齡麻園，老麻園土壤中Cd、Cr 和As 的含量最高，均顯著高于成齡麻園和新麻園（p＜0.05）?？梢?，苧麻種植年限的增加加重了土壤Cd、Cr 和As 的積累，對土壤Pb和Hg的含量影響不顯著。

表3 不同種植年限麻園土壤重金屬含量、麻根中重金屬含量及麻根對土壤重金屬的富集系數

苧麻為多年生宿根作物，麻根中重金屬的含量反映土壤重金屬在麻根中的積累；麻根對土壤重金屬的富集系數為麻根重金屬含量與土壤重金屬含量的比值，反應麻根對土壤重金屬的吸收和富集能力的大小。如表3所示，麻根中重金屬含量由高到低的順序，除成齡麻園為Pb＞Cr＞As＞Cd＞Hg，新麻園和老麻園均為Cr＞Pb＞As＞Cd＞Hg；麻根對土壤重金屬富集系數由大到小的順序為Hg＞Cd＞As＞Pb＞Cr。

隨著苧麻種植年限的增加，麻根Pb、Cr的平均含量和對土壤Pb、Cr的富集系數呈先降后升趨勢，老麻園和新麻園麻根Pb、Cr 含量及對土壤Pb、Cr 的富集系數顯著高于成齡麻園（p＜0.05）。

隨著苧麻種植年限的增加，麻根Cd的含量和對土壤Cd 的富集系數呈下降趨勢，新麻園和成齡麻園Cd含量和對土壤Cd 的富集系數顯著高于老麻園（p＜0.05）。隨著苧麻種植年限的增加，麻根Hg 和As 的含量呈上升趨勢，老麻園麻根Hg 和As 的含量顯著高于成齡麻園和新麻園；麻根對土壤Hg 的富集系數也呈上升趨勢，老麻園麻根對土壤Hg 的富集系數顯著高于成齡麻園和新麻園；麻根對As 的富集系數在3 類麻園間差異不顯著?？梢?，苧麻種植年限的增加總體上提高麻根中重金屬Pb、Cr、Hg 的含量及對Pb、Cr、Hg 的富集系數，降低麻根中Cd 的含量和對Cd 的富集系數。

上述結果表明，麻根對土壤重金屬吸收量最高的時段與重金屬的種類相關，Cd在新麻園和成齡麻園階段（種植8 年以內），Pb、Cr 在新麻園和老麻園階段（栽后3 年內和9 年及以后），Hg 在老麻園階段（種植9 年及以上），As 各階段均可。因苧麻栽后3 年內纖維產量較低，結合苧麻的經濟效益，麻根對農田土壤重金屬富集效果較好的時段為：對土壤Cd而言，苧麻種植3～8年以內；對土壤Pb、Cr、Hg而言，苧麻種植9年及以上；對土壤As而言，苧麻種植各時段均可。

2.3 苧麻種植年限對麻園土壤理化性質的影響

土壤理化性質參考第二次全國土壤普查制定的分級指標[22]。由表4 可知，隨麻園種植年限增加，土壤pH 值呈上升趨勢。老麻園pH 值顯著高于新麻園和成齡麻園（p＜0.05）。依據土壤pH 值分級指標，老麻園pH 值為5.57，為微酸性；新麻園和成齡麻園pH 值相近，為5.00，土壤呈弱酸性。土壤pH 值＜4.5 的麻園占麻園總數的6.25%；pH 值4.3～5.5的占75.00%；pH值5.5～6.5 的占6.25%；pH 值＞6.5 的占12.50%，可見麻園土壤整體呈弱酸性。

表4 不同種植年限麻園土壤理化性質

隨苧麻種植年限的增加土壤有機質含量呈上升趨勢（見表4），老麻園土壤有機質顯著高于新麻園和成齡麻園。隨苧麻種植年限增加，土壤全氮和堿解氮含量呈先降后升的趨勢，老麻園顯著高于新麻園和成齡麻園；有效磷、速效鉀含量呈先升后降趨勢，成齡麻園有效磷含量顯著高于新麻園和老麻園；速效鉀含量3類麻園間差異不顯著?？梢?，苧麻種植年限的增加提高了麻園土壤pH值、有機質、全氮、堿解氮含量，降低了土壤有效磷含量，對土壤速效鉀含量影響不顯著。

2.4 相關性分析

2.4.1 麻園土壤重金屬元素與土壤理化性質相關性分析

由表5 可知，麻園土壤Cd 和Cr 含量與土壤pH 值呈極顯著和顯著正相關，表明pH 值的降低有利于Cd和Cr 含量的減少。土壤Cd 含量與全氮、Pb 與有機質和全氮含量呈顯著或極顯著正相關，表明土壤Cd、Pb主要來源于有機物料的施入。麻園土壤Cd、Pb、Cr、Hg、As與堿解氮、有效磷、速效鉀沒有表現出明顯相關性，表明土壤中這些重金屬元素受土壤堿解氮、有效磷、速效鉀的影響較小。

表5 苧麻園土壤重金屬與土壤理化指標的相關性分析

2.4.2 麻園土壤重金屬元素之間、麻根重金屬含量與土壤重金屬之間的相關性分析

由表6可知，麻園土壤Pb含量和土壤Cr含量呈極顯著正相關，表明Pb 和Cr 之間具有同源關系；土壤Pb、Cd、Hg 和As 之間相關性不顯著，其污染可能來自農田施用的農家肥和復合肥料，與農業活動密切相關。

表6 苧麻園土壤重金屬元素的相關性及麻根重金屬含量與土壤重金屬元素相關性分析

麻根Cd 的含量與土壤Pb 呈顯著負相關，表明降低土壤Pb 的含量可促進麻根對Cd 的吸收。麻根Pb、Cr 和As 含量與土壤Hg 含量呈顯著正相關，表明土壤Hg 含量的提高有利于麻根對Pb、Cr 和As 的吸收。麻根其他重金屬含量與土壤重金屬元素呈正相關或負相關，但相關性不顯著。

3 討論

3.1 麻園土壤Cd含量超標及改進措施

土壤pH 值是反映土壤酸堿性的指標，主要是通過影響重金屬化合物在土壤溶液中的溶解度來影響重金屬元素的行為，土壤中溶解出的Cd濃度隨土壤酸堿度發生變化，pH 值降低，Cd 的溶出率增大，反之則溶出率降低[1-2]。本研究中麻園土壤Cd 含量較其他重金屬高，高于四川盆地丘陵區背景值的比例較高，且有少數麻園土壤Cd超過農用地土壤污染標準限值，主要是由于麻園土壤整體呈弱酸性，酸性條件下Cd的溶出率增大，使得麻園土壤Cd整體處于警戒線，少數達到輕度污染。本研究中麻園土壤Cd 和Cr 含量與pH 值呈極顯著和顯著正相關，表明土壤pH 值越高，土壤Cd 和Cr 積累越多，這與前人提高土壤pH 值有助于抑制土壤中重金屬污染[1-2,23-26]的研究結果不一致。這可能與麻園土壤整體呈弱酸性有關。由于麻園土壤整體呈酸性的特點，后期還應加強對麻園土壤重金屬Cd含量的監測。

麻園土壤除Cd 外，Pb 和Cr 含量高于四川盆地丘陵區背景值的比例也較高，且與土壤pH 值呈正相關或顯著正相關，應采取措施如施用改良劑、石灰、堿性肥料提高土壤pH 值，緩解土壤酸性，增加不同形態重金屬的吸附和固定，減少重金屬對土壤污染的程度[2]。

3.2 苧麻種植年限對土壤重金屬污染的修復

苧麻是土壤重金屬輕、中度污染區比較理想的修復經濟植物[23]。前人研究預測，苧麻種植年限越長，對土壤重金屬的富集越多，污染土壤重金屬含量越低[7-8,10]。本研究中隨苧麻種植年限的增加，土壤中Cd、Cr和As 含量以老麻園的最高，3 種重金屬以老麻園積累最多，土壤Cd污染最重，這與前人的研究結果不盡一致。造成這種結果的主要原因有兩個，1）與大竹本地苧麻收獲習慣有關：收獲苧麻時，為減少勞動用工和勞動量，搶下季麻的生長季節，只剝取麻皮，占地上部生物產量95%的麻葉、麻骨作為廢棄物就地丟棄，使麻葉和麻骨中積累的重金屬又返回麻園土壤。2）與苧麻根蔸自我更新的生長習性有關。苧麻為多年生宿根性作物，地上部分生物產量大[4,9,27]，成齡麻園每年可達60～90 t·hm-2[27]。為了維持地上部分的生長，龐大的根蔸新陳代謝迅速，更新過程中腐爛的根留在土壤中，根吸附的重金屬又重新回到麻園土壤中。因此，為確保苧麻對污染土壤重金屬的吸附效果，收獲苧麻時應將麻葉和麻骨移出麻園，采取措施妥善處置，而且，在根蔸開始更新前應挖出根蔸，并移出麻園，重新種植新麻，更新麻園。苧麻根蔸開始更新的具體年限還需要進一步研究。

結合苧麻經濟效益和對土壤重金屬的富集系數綜合考慮，本研究中麻根對土壤重金屬富集效果較好的時段為：Cd 污染土壤在苧麻種植3～8 年以內，Pb、Cr、Hg 污染土壤在苧麻種植9 年及以上。麻根吸收的重金屬還可轉移到地上部麻葉、麻骨、麻皮和纖維中，重金屬從根部向地上部分的轉運系數高，遷移量大[4,8]。雖然本研究并未分析苧麻地下和地上部分的生物量，但根據Wang 等[8]的研究，麻根與地上部分生物量之比達2.21～4.56 倍，最高可達4.16～10.07 倍，苧麻各器官中根為吸收總金屬量最大的器官[6-9,16]，推斷苧麻植株與麻根對土壤重金屬富集效果較好的時段一致。香根草種植7年對土壤Cd吸收量最高，種植14年對As吸收量最高[13]。本研究的結論與前人在香根草上的研究和前人預測的苧麻對污染土壤重金屬的修復年限[7-8,10]有相似之處。

3.3 苧麻種植年限對土壤理化性質的影響

土壤有機質是土壤肥力的核心指標，在提高土壤養分有效性、緩沖性和保肥性，減輕和消除土壤農藥和重金屬污染等方面具有重要意義[6]。土壤有機質主要是通過對土壤重金屬的吸附、絡合、離子交換等作用，使土壤中一些重金屬沉積，并依靠與有機質的專性吸附和表面配位作用來影響土壤中重金屬元素的行為和移動性[28]；土壤有機質還通過調節土壤的pH 值，影響土壤重金屬在土壤中的形態[29]。本研究中麻園土壤重金屬Cd、Pb 和Cr 含量與土壤pH 值、有機質、全氮呈正相關或顯著正相關，表明土壤重金屬Cd、Pb和Cr含量受施肥活動的影響。類似的結果在其他研究上也有報道：太原市農田土壤Pb和土壤有機質、全氮呈極顯著正相關[30]；福建沿海地區農田土壤Pb含量與土壤全氮相關顯著[28]；河北省典型蔬菜產區土壤Cd與土壤有機質、全氮呈極顯著正相關[29]。Di Bene C 等[31]在堿性土壤上（pH 值8.1）連續種植苧麻13 年，發現隨苧麻種植年限增加，麻園土壤有機質和速效鉀含量明顯增加，pH 值降低至7.69，緩解了土壤的堿度，但對土壤全氮、有效磷含量無明顯影響。本研究中，土壤pH 值、有機質、全氮和堿解氮含量在新麻園和成齡麻園之間的變化趨勢不盡相同，但明顯以老麻園最高，表明苧麻種植年限的增加有利于提高土壤pH 值、有機質、全氮和堿解氮含量，緩解土壤的酸度，與前人的研究有相似之處。

苧麻作為重金屬污染土壤修復的理想植物，一是因為對土壤重金屬強大的耐受和富集能力，二是因為地上地下部分生物產量大，苧麻的生物產量直接影響對土壤重金屬的富集效果[3-9]。土壤養分氮、磷、鉀含量直接影響著苧麻的生長發育、生物產量及纖維產量[32]。應加強對施肥的管理，加大有機肥的施用，或在冬季套作紫云英等綠肥，提高土壤有機質含量和pH值，減緩土壤酸化，增加對土壤重金屬的吸附和固定；另一方面，綠肥的種植和翻壓還能增加土壤全氮、堿解氮、速效鉀、有效磷含量，有利于促進苧麻的生長和地上地下部分生物量的增加[32]，從而增加對土壤重金屬的吸收和富集。

4 結論

研究區麻園土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg 和As 的分析評估結果表明：除As 外，Cd、Pb、Cr、Hg 的平均含量不同程度超過四川盆地丘陵區背景值；少數麻園土壤Cd含量超過農用地土壤污染風險篩選值，超標率為18.75%；單因子污染指數指出，麻園土壤Cd 含量總體處于警戒線水平；內梅羅綜合污染指數顯示麻園土壤重金屬綜合污染為清潔和尚清潔水平。

老麻園土壤Cd、Cr 和As 的含量、麻根中重金屬Pb、Cr、Hg 的含量及麻根對土壤Pb、Cr、Hg 的富集系數顯著高于新麻園和成齡麻園，但麻根中Cd的含量和對Cd的富集系數顯著低于新麻園和成齡麻園。麻根對土壤重金屬富集量最高的時段為：Cd 在苧麻種植3～8年，Pb、Cr和Hg在9年及以上。

苧麻種植年限的增加提高了麻園土壤pH 值、有機質、全氮、堿解氮含量，降低了土壤有效磷含量，對土壤速效鉀含量影響不顯著。麻園土壤總體呈弱酸性，有機質、全氮、堿解氮含量以老麻園最高；有效磷含量以成齡麻園最高。麻園土壤Pb 和Cr 之間具有同源關系；麻園土壤Cd、Pb、Cr 含量與土壤pH 值、有機質或全氮含量呈顯著或極顯著正相關，麻根Cd、Pb、Cr 和As 含量與土壤Pb 或Hg 呈顯著正相關或負相關。

苧麻的多年種植加重土壤重金屬Cd、Cr 和As 的積累，但也有利于麻根對土壤重金屬Cd、Pb、Cr、Hg的富集，并通過提高土壤pH值，增加土壤有機質、全氮和堿解氮的含量，改善土壤重金屬修復的環境。生產上宜采取措施改進苧麻收獲方式和更新麻園，提高苧麻對農田土壤重金屬污染的修復效果。