农田土壤重金属污染是我国农业面临的重大问题之一。据统计，我国粮食五大主产区耕地土壤重金属点位超标率高达21.49%，Cd、Hg是其中的2种主要污染物^[1]；麦玉轮作两熟区旱地As达轻污染^[2]；四川盆地西北部玉米地Cd和Cr、安徽某地水稻土和油菜土Cd、Pb超标率较高^[3-4]。耕地土壤重金属污染较重，收获的农产品特别是粮油产品重金属超标现象尤为突出，多地报道^{[3⇓⇓⇓-7]}稻米、玉米、油菜籽等作物Cd、Pb或Hg等重金属含量超出标准限值，对我国粮食安全构成威胁，因此，对污染农田土壤重金属的修复治理成为十分紧迫的任务。在重金属常见的治理措施中，植物修复是有效的治理手段，苎麻（Boehmeria nivea）作为修复农田土壤重金属潜力巨大的植物越来越受到重视。近年来，研究^[8-9]表明，苎麻对矿区重金属污染土壤具有较好的耐受与富集效果，矿区苎麻植株Cd、As、Pb的积累量高，Cd含量比一般植物高2~10倍，As含量高9.9~147.5倍。苎麻对矿区土壤重金属Hg污染的修复能力高于油菜、棉花和印度芥菜^[10]。而且，苎麻根与叶Cd含量差异较大，达17倍，Pb含量差异更大，达43倍^[11]；苎麻地下根和地上茎叶Cd积累率分别为208%和83%^[12]；苎麻根生物量是地上部分生物量的2.21~4.56倍，最高可达4.16~10.07倍^[13]。这些研究结果表明，苎麻对矿区污染土壤重金属的富集能力强，是矿区农田土壤重金属污染植物修复的优势作物，但不同部位吸收差异明显，以苎麻根对土壤重金属的吸收能力较强。目前，很多非矿区普通农田，主要种植粮油或其他经济作物，土壤重金属含量相对矿区重金属污染农田低，但超过国家或地方标准，收获的农作物重金属含量超标^{[3⇓⇓⇓-7]}。这类农田面积大，分布广，重金属污染治理难度大。关于苎麻对这些普通农田土壤重金属污染治理的研究鲜见报道。本研究以苎麻地、间套作旱地、水稻田及种植农作物为研究对象，通过土壤和收获农作物重金属含量、污染风险以及土壤理化性质的比较，探讨苎麻对普通农田重金属污染土壤修复的可行性，为改善作物产地土壤环境质量和提升农产品质量安全提供技术手段和参考依据。

试验于2022年在四川省大竹县（106°59′~ 107°32′ E，30°20′~31°00′ N，海拔400~600 m）进行。大竹县位于四川省东部，为丘陵地带，属亚热带季风气候，年均气温16.5 ℃，降水量1179.1 mm，日照时数1313.4 h。大竹县有“中国苎麻之乡”的美誉，苎麻是大竹县的特色经济作物，栽培历史悠久，栽培面积大。除苎麻外，大竹县还种植粮油作物如水稻、玉米、马铃薯、油菜等。农田类型以苎麻地、间套作旱地和水稻田为主，苎麻地一年收获三季；间套作旱地一般采用油菜与玉米，或马铃薯与玉米间套作，一年收获二季；水稻田一般为冬水田，一年收获一季。本研究采样点设在大竹县苎麻种植面积较大的川主乡和莲印乡，2个乡2022年共种植苎麻1317 hm²、玉米（与油菜、马铃薯间套作）1386 hm²、水稻2090 hm²。

2022年4-11月，在对大竹县川主乡与莲印乡实地考察的基础上，采用网格布点法，根据不同种植地面积大小布设代表性采样地块，其中苎麻地16个，间套作旱地8个（油菜/玉米地4个，马铃薯/玉米地4个），水稻田10个，作为作物和土壤的采样地，同步采集作物和土壤样品。

在选定的苎麻地、间套作旱地和水稻田试验地进行采集，于油菜、马铃薯、玉米、水稻成熟季节用五点采样法采集农作物可食部分；在苎麻第三季纤维收获时采集苎麻根（包括地下茎和萝卜根），共采集作物样品42件（稻谷10件，油菜籽4件，马铃薯块茎4件，玉米籽粒8件，苎麻根16件）。将油菜籽、稻谷、玉米籽粒带回实验室自然风干，稻谷脱粒去壳制成糙米，然后粉碎，密封保存待测。马铃薯块茎和苎麻根带回实验室用自来水清洗污物和泥土，用去离子水冲洗3~5次，吸水纸吸干，存放至低温环境保存待测。

在采集作物样品的同时，同步采集土壤样品。用木条采集表层（深度0~20 cm）土壤，混合均匀，去除样品中杂草、砾石等杂物，四分法缩分为2 kg左右的样品装入聚乙烯塑料袋，带回实验室。因油菜与玉米、马铃薯与玉米为间套作，同田土壤样品只采集1次，共采集土壤样品34件。样品自然风干混匀，用木棒碾压后过10目尼龙筛，筛下试样混匀后分成2份，一份用于测定土壤理化性质，另一份用玛瑙研钵研磨后过100目尼龙筛，保存用于测定土壤重金属含量。

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）^[14]的方法测定土壤重金属含量，参照《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762-2017）^[15]的方法测定作物重金属含量。采用石墨炉原子吸收分光光度法测定样品中Cd、Pb含量，采用火焰原子吸收分光光度法测定Cr含量，采用原子荧光分光光度法测定Hg和As含量。样品分析按标准方法操作，测定过程中，加入有认证证书的标准物质进行质量控制，试验全程做空白样和平行样，保证数据的有效性和分析方法的准确性，所有元素测试结果的标准偏差均在10%以内。

土壤理化性质测定指标包括pH、有机质（OM）、全氮（TN）、碱解氮（AN）、有效磷（AP）和速效钾（AK）含量。参考《土壤pH的测定》（NY/T 1377-2007）^[16]，采用电位法测定土壤pH。参考鲁如坤^[17]的方法，采用高温外热重铬酸钾氧化―容量法测定有机质含量，采用酸溶―凯式定氮法测定TN含量，采用碱解扩散法测定AN含量，采用盐酸―氟化铵浸提―钼锑抗比色法测定AP含量，采用乙酸铵溶液浸提―火焰光度法测定AK含量。

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）^[14]中对应农用地（水稻田和旱地）土壤pH下风险筛选值为评价标准，对土壤重金属Cd、Pb、Cr、Hg、As进行评价。

以《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762-2017）^[15]和农业行业标准《绿色食品 油菜籽》（NY/T 2982-2016）^[18]的标准限值为评价标准，对作物重金属Cd、Pb、Cr、Hg、As进行评价。其中，Cd、Pb、As、Cr、Hg标准限值分别为稻米0.2、0.2、0.2、1.0、0.02 mg/kg；玉米籽粒0.1、0.2、0.5、1.0、0.02 mg/kg；马铃薯块茎0.1、0.2、0.5、0.5、0.01 mg/kg；油菜籽Cd、Pb、As标准限值分别为0.5、0.2、0.2 mg/kg，Cr、Hg无限值。

采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法^[19]评价重金属污染。单因子污染指数法，P_i=C_i/S_i，P_i为土壤（或作物）重金属i的单项污染指数，C_i为土壤（或作物）重金属i的实测值，S_i为土壤（或作物）重金属i的的限量值。土壤（或作物）重金属污染指数分级标准：单因子污染指数P_i≤1为无污染，1<P_i≤2为轻污染，2<P_i≤3为中污染，P_i>3为重污染^[5,19]。

内梅罗综合污染指数法，P_N=[(P_imax²+P_iave²)/ 2]^1/2，式中，P_N为综合考虑所有评价重金属元素的第n个采样点综合污染指数；P_imax为土壤（或作物）第n个采样点中所有评价重金属元素单因子污染指数的最大值；P_iave为土壤（或作物）第n个采样点中所有评价重金属元素单因子污染指数的平均值。P_N分级标准：P_N≤0.7，安全；0.7<P_N≤1，警戒线；1<P_N≤2，轻污染；2<P_N≤3，中污染；P_N>3，重污染^[5,19]。

生物富集系数（K）是评价农作物将重金属吸收到农作物体内能力大小的指标，K=农作物重金属含量/土壤重金属含量；农作物富集能力的大小可用富集系数表示，K≤0.015为弱富集，0.015<K≤0.045为中度富集，K>0.045为强富集^[20]。其中，苎麻根对土壤重金属的富集系数与文献[8,10-11,13]中苎麻根对矿区（或化工厂）土壤重金属的富集系数（表1）进行比较，以确定其富集效果。

土壤酸碱性和土壤养分分级标准参考第二次全国土壤普查和李志琦等^[21]的分级标准。土壤酸碱性分级标准：土壤pH≤4.5，强酸性；4.5<pH≤5.5，弱酸性；5.5<pH≤6.5，微酸性；6.5<pH≤7.5，中性；pH>7.5，碱性。土壤养分含量分级标准：土壤OM≤20 g/kg，缺乏；20~40 g/kg，中等；≥40 g/kg，丰富。土壤TN≤1.0 g/kg，缺乏；1.0~2.0 g/kg，中等；≥2.0 g/kg，丰富。AN≤60 mg/kg，缺乏；60~120 mg/kg，中等；≥120 mg/kg，丰富。AP≤5 mg/kg，缺乏；5~15 mg/kg，中等；≥15 mg/kg，丰富。AK≤50 mg/kg，缺乏；50~150 mg/kg，中等；≥150 mg/kg，丰富。

采用Excel 2019、IBM SPSS 18.0分析数据。

由表2可知，苎麻地、间套作旱地、水稻田土壤重金属平均含量呈现出一致的变化趋势，均为Cr>Pb>As>Cd>Hg。不同农作物种植地之间土壤Cd含量差异显著，苎麻地土壤Cd平均含量高于间套作旱地，低于水稻田，其他土壤重金属含量差异不显著（P<0.05）。

苎麻地、间套作旱地土壤Cd含量超过农用地风险筛选值，超标率为苎麻地（18.75%）<间套作旱地（25.00%），水稻田土壤Cd含量未超标；3类种植地土壤Pb、Cr、Hg、As含量均低于农用地风险筛选值（表2）。

如表3所示，苎麻地、间套作旱地、水稻田的土壤重金属Cd、Pb、Cr、Hg、As单因子污染指数平均值变化趋势一致，均为P_Cd>P_Cr>P_Pb>P_As>P_Hg。不同农作物种植地之间P_i差异显著（P<0.05），P_Cd、P_Cr、P_Pb的变化趋势一致，均为苎麻地>间套作旱地>水稻田；P_Hg和P_As的变化趋势相同，均为水稻田>苎麻地>间套作旱地。

3类农作物种植地土壤重金属P_i的平均值≤1.0，表明均处于无污染水平。但P_i极值显示土壤Cd存在轻污染点位，其中，苎麻地处于无污染（P_Cd≤1.0）的点位占81.25%，处于轻污染（1.0<P_Cd≤2.0）的点位占18.75%；间套作旱地处于无污染（P_Cd≤1.0）的点位占75.00%，处于轻污染（1.0<P_Cd≤2.0）的点位占25.00%；水稻田所有点位P_Cd≤1.0，处于无污染。3类种植地土壤Pb、Cr、Hg和As所有点位P_i≤1.0，均处于无污染水平（表3）。

不同农作物种植地土壤重金属内梅罗综合污染指数（P_N）差异显著，苎麻地P_N平均值与间套作旱地相近，但显著高于水稻田（P<0.05）（表4）。3类种植地P_N平均值均小于0.7（表3），表明苎麻地、间套作旱地、水稻田土壤重金属综合污染均为安全水平。但P_N极值显示有大于0.7的点位，其中，苎麻地和间套作旱地处于安全（P_N≤0.7）的点位均为62.50%，处于警戒线（0.7<P_N≤1）的点位均为37.50%；水稻田所有点位均处于安全水平。

苎麻收获的器官是苎麻纤维，但苎麻纤维生物量极小，仅占苎麻地上部分生物量的5%，对重金属的吸收能力弱；苎麻根的生物量大，是地上部分生物量的2.21~4.56倍，最高可达4.16~10.07倍，苎麻各器官中根为吸收重金属量最大的器官^[11,13,22]，因此，本研究采集苎麻根作为研究对象。

由表5可知，不同农作物重金属平均含量表现为苎麻根Cr>Pb>As>Cd>Hg，玉米籽粒Cr>Pb>Cd>As>Hg，马铃薯块茎Cd>Cr>Pb>As>Hg，油菜籽Cr>Pb>Cd>As>Hg，稻米Cd>As>Cr>Pb>Hg。

不同种植地收获的农作物重金属含量差异显著（P<0.05）。苎麻根Cd平均含量与玉米籽粒、马铃薯块茎、油菜籽相近，但显著低于稻米；Pb、Hg含量显著高于粮油作物（粮油作物Hg均未检出）；Cr含量与玉米籽粒、油菜籽、稻米相近，显著高于马铃薯块茎；As含量显著低于稻米，但显著高于其他粮油作物（表5）。

稻米Cd含量超过食品污染物限量标准（GB 2762-2017），超标率为30.00%；稻米Pb、Cr、Hg、As未超标。玉米籽粒、马铃薯块茎、油菜籽重金属含量均在标准限值以内（表5）。

如表5所示，玉米籽粒、马铃薯块茎、油菜籽Cd、Pb、Cr、As的含量很低，明显低于标准限值，Hg未检出，因此，只对Cd含量超标的稻米重金属污染进行进一步评价。

如表6所示，稻米Cd的P_i平均值显著大于稻米Pb、Cr、As的P_i（P<0.05）；4种重金属的P_i平均值均小于1，表明处于无污染水平。从稻米Cd的极值看，存在轻污染样品，其中稻米Cd处于无污染的样品占70.00%，处于轻污染的样品占30.00%。

稻米重金属综合污染指数P_N范围为0.25~1.38，均值为0.65，处于安全水平。但极值显示存在轻污染样品，其中，处于安全的样品占60.00%；处于警戒线的样品占30.00%；处于轻污染的样品占10.00%。

根据生物富集系数（K）的分级标准^[16]，苎麻根Hg为强富集，Cd、As为中度富集，Pb和Cr为弱富集；稻米Cd为强富集，As为中度富集，Pb、Cr、Hg为弱富集；玉米籽粒、马铃薯块茎、油菜籽Cd为强富集，其他重金属为弱富集（表7）。

除Hg外，不同农作物对土壤重金属K存在显著差异（P<0.05）。苎麻根对土壤Pb的K显著高于粮油作物；对Cd和As的K显著低于稻米，高于或与其他粮油作物相近；对Cr的K与玉米、油菜籽、稻米相近，显著高于马铃薯块茎（P<0.05）（表7）。这表明苎麻根对Pb、Cr、Hg的富集能力高于或等于粮油作物，对Cd、As的富集能力低于稻米，高于或等于其他粮油作物。

稻米、玉米籽粒、马铃薯块茎、油菜籽对Cd的K明显高于其他重金属，稻米对Cd的K显著高于苎麻根和其他粮油作物，表明粮油作物对Cd的富集能力较强，以稻米的富集能力最强，主要原因在于不同作物因形态结构和代谢功能的不同，对重金属Cd吸收的内在机制和累积能力存在较大差异；另一方面也说明，Cd具有更强的迁移性，易从土壤转移至水稻等作物中^[6]。

由表1可知，根据K的分级标准^[20]，冷水江锑矿区除个别点位Cd、Pb为中度富集、As弱富集，七宝山矿区B农田Pb为弱富集外，这2个矿区的其他重金属、以及其他矿区（或化工厂）的重金属均为强富集，表明苎麻根对矿区污染土壤重金属具有极强的吸收能力。

将本研究（非矿区）苎麻地土壤重金属含量、苎麻根重金属含量与矿区（或化工厂）的相应指标比较发现，土壤Cd、Hg和As含量明显低于矿区（或化工厂），土壤Pb含量高于德兴铜矿区，低于其他矿区（或化工厂）；苎麻根Cd、Pb、Hg和As含量也明显低于矿区（或化工厂）（表1和表8）。

但苎麻根对土壤重金属的生物富集系数呈现出不一致的变化趋势。苎麻根对本研究非矿区苎麻地土壤Cd、As的K总体低于矿区，但与冷水江锑矿区土壤Cd、As的K最低值相近；苎麻根对本研究非矿区苎麻地土壤Hg的K与化工厂附近农田Hg的K相近（表1和表8），表明苎麻根对非矿区普通农田低浓度的Cd、As和Hg也具有较强的富集能力。这也说明，农田土壤重金属含量高，苎麻根重金属含量不一定高，苎麻根对土壤重金属的吸收能力不仅与土壤重金属含量有关，可能还受其他因素如土壤pH、有机质等的影响。

由表9可知，不同农作物种植地土壤pH、OM、AP和AK含量差异显著（P<0.05），土壤pH平均值苎麻地与间套作旱地相近，低于水稻田；土壤OM平均含量水稻田>苎麻地>间套作旱地；土壤AP和AK平均含量均以苎麻地最高，间套作旱地和水稻田相近；土壤TN和AN的含量3类作物种植地没有显著差异（P<0.05）。

根据土壤酸碱性和土壤养分的分级标准^[17]，苎麻地土壤呈弱酸性，AP含量丰富，OM、TN、AN、AK含量中等；间套作旱地土壤呈微酸性，AP含量丰富，OM、TN含量缺乏，AN、AK含量中等；水稻田土壤呈中性，AP含量中等偏下，OM、TN、AN、AK含量中等。

由表10可知，土壤重金属之间的相关性分析显示，土壤Pb、Cd和Cr之间呈显著或极显著正相关，土壤Cd、Pb、Cr与Hg、As之间相关性不显著，表明土壤Pb、Cd和Cr具有同源关系，来源相同；与土壤Hg、As来源不同。

相关性分析显示，土壤Cd、Pb、Hg与土壤OM、TN含量呈显著或极显著正相关，土壤Cd还与土壤pH呈显著正相关，表明土壤Cd、Pb、Hg含量受到土壤有机质和全氮的影响，Cd还受到土壤酸碱性的影响。土壤Cr、As与土壤OM、TN相关性不显著，Cr可能来源于成土过程，As可能与含As农药的施用有关。土壤各重金属与土壤AN、AP、AK相关性不显著，表明受土壤速效养分影响小。

本研究显示，土壤Cd平均含量排列顺序为间套作旱地<苎麻地<水稻田（P<0.05），但Cd超标和轻污染点位却集中在苎麻地和间套作旱地，2个结论似乎矛盾。相关关系分析显示，Cd含量与土壤pH、OM呈显著和极显著正相关，表明3类作物种植地Cd含量与土壤的pH和土壤有机质密切相关。前人^[23-24]研究发现，土壤酸碱性极大影响Cd在农田土壤中的存在形态，在酸性土壤中，Cd以活跃性很高的有效态存在于土壤溶液中，使Cd浓度较高发生超标；在中性或偏碱性土壤中，Cd以难溶的氢氧化物类沉淀或碳酸盐为主，抑制了对镉有效态的富集。因此，苎麻地和间套作旱地酸性的土壤环境使Cd有效态增加而超标；而水稻田土壤呈中性，Cd有效态得到抑制，土壤Cd含量低于标准限值；土壤的酸性环境是苎麻地和间套作旱地Cd超标的一个重要因素。

土壤有机质具有很强的重金属吸附能力，能通过吸附、螯合、络合来固定土壤重金属，使土壤重金属沉积^[24-25]。长期种植苎麻能显著增加土壤OM的含量^[26]，稻谷收获后稻草、稻桩留置在稻田，水淹加速腐烂，增加了水稻田土壤OM含量；间套作旱地两季作物并行生长期较长，为便于操作，作物秸秆一般在作物收获后移出地块，因此，土壤OM含量较低。本研究中土壤OM含量排列顺序为间套作旱地<苎麻地<水稻田（P<0.05），而土壤Cd与OM呈显著正相关，土壤OM含量不同所导致对土壤Cd吸附和固定量的差异是苎麻地和间套作旱地Cd含量超标、间套作旱地Cd超标率高于苎麻地的另一个重要因素。对3类种植地Cd的存在形态后续应作进一步研究。

除土壤pH和OM外，土壤氮、磷、钾含量也影响土壤重金属含量。对不同地域农田的诸多研究^[8,10-11,13]表明，土壤Cd、Pb、Cr、Hg等重金属与土壤pH、OM、TN、AP或AK存在显著、极显著正相关或负相关关系^[3,27]。而肥料的不合理施用加重了土壤重金属的累积。按照土壤养分分级标准，AP≥15 mg/kg为丰富，本研究中苎麻地和间套作旱地AP的含量分别为51.94、25.94 mg/kg（表8），AP含量极丰富；但有机质、TN、AN、AK却处于中等或缺乏水平，表明N、P、K肥料的施用不平衡，磷肥存在过量施用现象。对肥料与重金属关系的研究^[28]表明，氮肥和钾肥对土壤重金属累积的影响相对较小，尿素的长期施用不会显著提高土壤Cd、Cr、As和Hg含量^[29]，但磷肥能够显著增加土壤Cd含量^[30]，因为磷酸盐矿物肥料中Cd等重金属含量明显偏高^[31]。本研究中磷肥的过多过量施用也是导致苎麻地和间套作旱地Cd污染的重要因素之一。

研究区自然经济以农业为主，机械化水平低，劳动力缺乏，长期以施用化学肥料为主，化肥的长期和不平衡施用必然给耕地带来不同程度的重金属污染。因此，生产中应针对不同农田土壤理化性质和不同农作物需肥种类和需肥量的差异进行测土配方施肥。对苎麻地、间套作旱地，应适当控制磷肥的施用，增加碱性氮肥、有机肥的施用来提高土壤pH和OM，水稻田则应适当增加磷肥的施用。通过施肥调节土壤酸碱度，增加土壤OM的积累，促使农田重金属沉淀、钝化和固定。由于苎麻地、间套作旱地土壤呈酸性的特点，后期还应加强对苎麻地、间套作旱地Cd含量的监测。

K是反映农作物吸收重金属能力强弱的重要指标。对K的分析显示，苎麻根对Hg为强富集；对Pb、Cr虽为弱富集，但苎麻根对Pb的K显著高于粮油作物，苎麻根对Cr的K与粮油作物相近，表明苎麻种植用于普通农田Hg、Pb污染土壤的修复能力高于种植粮油作物，用于Cr污染土壤的修复能力与种植粮油作物相近。由于苎麻为多年生纤维作物，产品不进入食物链，对Hg、Pb、Cr污染的稻田和间套作旱地土壤，可采用与苎麻轮作种植来修复。苎麻根对Cd、As的K显著高于或与玉米籽粒、油菜籽、马铃薯块茎相近，表明对Cd、As污染的间套作旱地土壤仍然可采用与苎麻轮作种植进行修复。

苎麻根对土壤Cd、As的富集能力不如稻谷，但从前面与矿区（化工厂）苎麻根的富集能力相比，苎麻根对低浓度的土壤Cd、As仍有较强的吸收能力（表8），再加上苎麻叶等地上部分对Cd的积累，土壤Cd含量可有效降低。这一结论与项雅岭等^[12]的研究结果基本一致，种植苎麻改良Cd污染水稻田和旱地发现，水稻田改良区苎麻根和地上茎叶Cd累积率分别为258%、91%，旱地改良区苎麻根和地上茎叶Cd累积率分别为315%和127%，苎麻对水稻田和旱地土壤Cd的降低率分别为2.65%和3.17%。林匡飞等^[32]研究表明，将Cd污染稻田改种苎麻5年后，土壤Cd含量降低率为27.6%，年平均降低率5.5%，改良效果高于种植水稻。因此，苎麻种植用于水稻田土壤Cd的修复，种植年限需要延长。虽然本研究中水稻田土壤Cd含量未超标，但显著高于苎麻地和间套作旱地，且稻米Cd存在超标现象。为降低水稻田和间套作旱地Cd的累积，水稻、旱地作物可分别与苎麻轮作，利用苎麻对土壤Cd进行富集；并通过延长苎麻种植年限来降低土壤重金属Cd的含量。

上述研究表明，苎麻是重金属污染土壤较好的修复作物，但本研究中苎麻地少数点位土壤Cd含量超过风险筛选值，主要有以下两方面的原因。一是与本地苎麻收获习惯有关，农民在收获苎麻时仅剥取占地上部分生物产量5%的麻皮，而将占地上部分生物产量95%的麻叶、麻骨作为废弃物就地丢弃，使麻叶和麻骨中积累的重金属又返回苎麻地土壤。二是与苎麻根蔸自我更新的生长习性有关。苎麻为多年生宿根性作物，地上部分生长旺盛，庞大的根蔸新陈代谢迅速，更新过程中腐烂的根留在土壤中，根吸附的重金属又重新回到土壤中。为确保苎麻对污染土壤重金属的修复效果，收获苎麻时应将麻叶和麻骨移出苎麻地；在根蔸开始更新前移出根蔸，重新种植新麻。苎麻根蔸的更新时间需作进一步的研究。

不同农作物Cd、Pb、Cr、Hg、As含量以及种植地土壤Cd含量差异显著。虽然苎麻地和间套作旱地土壤以及稻米Cd含量超过标准限值，但不同种植地土壤和农作物重金属综合污染均处于安全和警戒线水平。土壤酸性条件和不同农作物种植所引起土壤有机质含量的差异，以及磷肥的过量施用是导致苎麻地和间套作旱地Cd超标的主要因素。苎麻种植用于非矿区普通农田重金属污染土壤的修复效果优于粮油作物，但用于水稻田Cd、As污染的治理需延长修复年限。