孫 楠，閆廣新，王立發(fā)，張 言，邢宇鑫，王金艷

（1.北京市地質(zhì)工程設(shè)計研究院，北京 101500；2.芬蘭阿爾托大學(xué)，赫爾辛基 FI-00076；3.北京科技大學(xué)，北京100083）

北京采礦廢棄地植物修復(fù)重金屬去除率研究

孫 楠1，2，閆廣新1，王立發(fā)1，張 言3，邢宇鑫1，王金艷1

（1.北京市地質(zhì)工程設(shè)計研究院，北京 101500；2.芬蘭阿爾托大學(xué)，赫爾辛基 FI-00076；3.北京科技大學(xué)，北京100083）

結(jié)合北京市采礦廢棄地土壤地質(zhì)環(huán)境情況，選取密云區(qū)西坨古金礦尾礦土、密云區(qū)馮家峪鐵礦尾礦土和門頭溝區(qū)桑峪煤矸石堆為研究對象，進(jìn)行植物修復(fù)研究。共開展4種類型的修復(fù)試驗，即選用高羊茅、紫花苜蓿和三葉草3種修復(fù)植物分別進(jìn)行修復(fù)，同時與板藍(lán)根、桔梗、波斯菊和薄荷等中草藥進(jìn)行混合種植修復(fù)，在植物生命周期的不同階段采集樣品分析測試。結(jié)果表明：在4種修復(fù)類型中，高羊茅對金礦尾礦土中Pb、Zn、Cr、Cd去除效果最好，最大去除率達(dá)到18.10%、14.57%、13.81%、18.12%；混合種植對鐵礦尾礦土中Cr、Ni、As、Hg去除率達(dá)到4種修復(fù)類型的最大值，分別為14.81%、9.80%、37.25%、50%。三葉草對煤矸石修復(fù)效果最好，對Cr、Pb、Zn、Cd的去除率分別為5.65%、37.15%、15.15%、20%，是4種修復(fù)模式去除率的最大值。在生命周期的不同階段，對比4種修復(fù)模式對采礦廢棄地土壤中8種重金屬的去除效果，均發(fā)現(xiàn)有去除率先升后降的現(xiàn)象，因此可對修復(fù)植物的進(jìn)行定期收割，為提高植物吸附土壤重金屬的效率，提供一定科學(xué)依據(jù)。

采礦廢棄地；植物修復(fù)；去除率；修復(fù)模式；生命周期

0 引言

我國當(dāng)前生態(tài)系統(tǒng)十分脆弱，土壤修復(fù)任務(wù)艱巨繁重。北京市礦山主要分布在生態(tài)涵養(yǎng)區(qū)，長期的歷史開采，造成了嚴(yán)重的礦山地質(zhì)環(huán)境問題（劉永光，2011；甘敬，2007），形成以西部煤礦開采和北部金屬礦開采為主的兩大區(qū)域，分布在北京市水源地補給的上游生態(tài)涵養(yǎng)地區(qū)，水源補給地區(qū)水土環(huán)境質(zhì)量的好壞直接影響著下游飲用水源地的安全（陳芳孝，2007；張莉，2009；武雄等，2008）。同時，由于采礦廢棄地的長期暴露和雨水淋融，礦區(qū)土壤中的重金屬對周圍的農(nóng)田存在潛在的健康風(fēng)險。

在土壤重金屬污染治理中， 物理修復(fù)和化學(xué)修復(fù)的優(yōu)點是快速，但是所需投入較大；生物修復(fù)技術(shù)是相對較為經(jīng)濟(jì)、綠色、廣譜的原位處理技術(shù)。目前，國內(nèi)外共發(fā)現(xiàn)超積累植物約700余種，廣泛分布在約50個科。世界上研究最多的重金屬超富集植物主要是遏藍(lán)菜屬、庭芥屬及蕓苔屬（張波，2014；韋朝陽等，2001）。楊卓（2008）、吳卿（2012）、金山（2013）等學(xué)者已經(jīng)對高羊茅、紫花苜蓿和三葉草進(jìn)行了土壤重金屬吸附研究，但相關(guān)植物修復(fù)模式之間比較以及綜合修復(fù)的組合并不常見，也未見從生命周期角度開展的相關(guān)研究。

按照礦區(qū)生態(tài)修復(fù)理論，應(yīng)用植物開展礦區(qū)污染土壤的修復(fù)。選用高羊茅、紫花苜蓿、三葉草等常見修復(fù)植物，同時結(jié)合板藍(lán)根、桔梗、波斯菊和薄荷等中草藥，開展了4種類型的種植修復(fù)試驗，以對比不同修復(fù)模式的修復(fù)效果。在整個生命周期的4個階段采集樣品進(jìn)行分析化驗，以研究在生命周期的不同階段植物修復(fù)模式對受污染的土壤的修復(fù)效果，從而提高植物修復(fù)的效率，對北京礦區(qū)廢棄地重金屬生態(tài)修復(fù)的理論和實踐，具有重要的現(xiàn)實意義。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)地處北京市密云區(qū)和門頭溝區(qū)，是北京的生態(tài)涵養(yǎng)區(qū)。長期的礦山開采形成了大量的采礦廢棄地，造成了區(qū)域內(nèi)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量下降和生態(tài)系統(tǒng)退化（李騰，2008）。礦石采選及冶煉所產(chǎn)生的廢棄尾砂已經(jīng)對區(qū)內(nèi)土壤及水系造成了一定的影響（石國鋒等，2015；劉文清等，2016；黃興星，2012）。本研究選取密云區(qū)潮河流域的西坨古廢棄金礦區(qū)、馮家峪鐵礦尾礦庫和門頭溝桑峪煤矸石堆作為研究對象，進(jìn)行植物修復(fù)研究。

表1 盆栽土壤基本性質(zhì)Tab.1 Physical and Chemical properties of Pot-tested Soil

表2 研究區(qū)土壤重金屬超標(biāo)率（單位：%）Tab.2 Over-standard Rates of Heavy Metal in the Soil of Study Area

試驗土壤為西坨古金礦尾礦土（N 4041 20.55，E 116 56 57.13，H 519.9）、馮家峪鐵礦尾礦庫（N 4037 22.39，E 11651 55.79，H 276.3）、門頭溝桑峪煤矸石區(qū)（N39 53 52.30，E 116 02 34.00），土壤基本性質(zhì)詳見表1。與北京市土壤背景值對比，均受不同程度的重金屬污染，超標(biāo)率見表2。土壤其他性質(zhì)如下：土壤均為堿性土，pH值用電位法測定（水：土=2.5∶1），全N含量用半微量開氏法測定；全P含量用硫酸-高氯酸消煮法測定；全量K含量用NaOH熔融法測定，重金屬含量利用ICP-AES測定。

2 種植試驗

2.1 修復(fù)植物概況

白花三葉草（ Trifolium repens ）、高羊茅（Festucaarundinacea）、 紫 花 苜 蓿（Medicago sativa）適應(yīng)性廣，抗逆性強，對Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni、As、Hg等重金屬具有一定的耐性（袁敏等，2005；李德明等，2008；王新等，2009；王瑞剛等，2010）。本研究在分別種植這3種常見修復(fù)植物的基礎(chǔ)上，增加了板藍(lán)根、桔梗、波斯菊和薄荷等中草藥的綜合修復(fù)模式，以按照師法自然的原則增加生物多樣性，同時作為中草藥該類植物會釋放特殊的氣味，對于防治蟲害起到了一定的作用，從而有助于在土壤修復(fù)工程實踐中提高修復(fù)的成功率、降低管護(hù)費用。

高羊茅（Festuca Arundinacea）為羊茅屬（Festuca）植物，是一種優(yōu)良的草坪用草。研究表明，高羊茅對土壤重金屬有一定的吸收及耐受能力（楊卓等，2008），吳卿等人（2012）通過研究發(fā)現(xiàn)羊茅種植3個月后對底泥中Cr、Cd、Cu、Zn、Mn、Ni污染有比較好的去除效果，此時底泥中大部分重金屬含量達(dá)到最小值。徐佩賢等人早期研究發(fā)現(xiàn)高羊茅在200 mg/kg處理下地上部生物量沒有顯著下降（XU et al，2013）。王愛云等人通過盆栽實驗發(fā)現(xiàn)，在重金屬Cr污染土壤治理中，白花三葉草和高羊茅有一定的潛在應(yīng)用價值（王愛云等，2012）。

紫花苜蓿（Medicagosativa L.）對鎳和銅離子具有比較高的富集作用，是一種很有應(yīng)用前景的土壤修復(fù)植物（Gardea-Torresdey et al，1995；Gardea-Torresdey et al，1996）。 吳卿等人研究了紫花苜蓿對河道底泥中重金屬的修復(fù)作用，沉積物中Ni的含量隨時間逐漸減??；土壤中的Cr分布不均勻造成的種植后期Cr含量增加，總體上，Cr的降解過程穩(wěn)定，降解性好；沉積物中Pb的含量很高，種植后期含量急劇下降，隨著降解率達(dá)到37.47%（吳卿等，2012）。

金山等人（2013）通過研究表明，白三葉對Cd表現(xiàn)出很強的富集能力。當(dāng)土壤中加入鎘時，除對照外的所有處理組，白三葉地上部分和地下部分的Cd含量均高于100mg/kg，可見白三葉是一種Cd超富集植物。劉燕等（2011）通過研究表明，在試驗所設(shè)定的Cd質(zhì)量濃度范圍內(nèi)，三葉草的根、莖、葉各部均未出現(xiàn)明顯的Cd毒害癥狀，說明三葉草對Cd脅迫有一定的耐受性。

2.2 種植試驗設(shè)計

采集土壤樣品分別裝于64×40×16cm3的無蓋塑料箱中。每個試驗箱中土樣分為左右兩塊，左側(cè)混種右側(cè)單種，在塑料箱中不同的修復(fù)模式及種植品種分布見圖1。各種植物的播種密度為：高羊茅40g/m2，三葉草15g/m2，紫花苜蓿10g/m2，板藍(lán)根8g/m2，桔梗6g/m2，野花組合8g/m2，波斯菊5g/m2，薄荷為扦插種植。

圖1 種植品種分布圖Fig.1 Distribution of Planting Varieties

2.3 樣品的采集與分析

在實驗開始前及開始后15天、30天、60天和90天的采集樣品，以便研究土壤修復(fù)及植物吸收重金屬進(jìn)展情況。采集的樣品按照盆栽試驗箱的不同種植區(qū)域，由各長方形的4個頂點和中心點共5個分點采集的土壤混合成樣品。采樣深度一般為0～10cm，樣品重量1kg；土壤樣品采集后放置在室內(nèi)自然風(fēng)干。

采集樣品在華北有色地質(zhì)勘查局燕郊中心實驗室進(jìn)行化驗分析。參照中華人民共和國地質(zhì)礦產(chǎn)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)DZ/T 0130-2006《地質(zhì)礦產(chǎn)實驗室測試質(zhì)量管理規(guī)范》中區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查之規(guī)定。準(zhǔn)確稱取0.25g樣品置于50mg聚四氟乙烯燒杯中，加幾滴水潤濕，加6mL HF，2mL HClO4，蓋好蓋子，浸泡過夜。第二天加入2.5mL HCl，2.5mL HNO3，在控溫電熱板上于200℃加熱1.5小時，再升溫至240℃，蒸發(fā)至白煙冒盡。升溫至320℃加熱1小時。關(guān)掉電熱板，加5mL HCl（1+1），利用余溫浸取5分鐘，取下用少量水沖洗杯壁，移入25mL比色管中，用水稀釋至刻度，搖勻。準(zhǔn)確分取1.00mL溶液于10mL比色管中，用水稀釋至刻度，搖勻，采用電感耦合等離子質(zhì)譜法上機測定Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn；準(zhǔn)確稱取樣品0.25g于50mL比色管中以水濕潤加入1+1王水10mL于沸水浴鍋中加熱溶解1小時，中間搖動2～3次，冷卻加入10%的抗壞血酸-硫脲混合溶液5mL，搖勻。20分鐘后以水稀釋至25mL體積，搖勻，在選定的氫化物發(fā)生—原子熒光法測定As和Hg。

根據(jù)報出率管理辦法要求，實驗室精心選擇分析方法，測試結(jié)果的報出率均大于90%，滿足報出率控制的要求，詳見表3。

表3 元素測試方法及檢出限要求Tab.3 Element test method and detection limit

3 結(jié)果分析

3.1 金礦尾礦土壤重金屬去除率分析

在種植試驗開始后的15天、30天、60天、90天取樣測試重金屬含量，對比4種修復(fù)模式對金礦尾礦土壤重金屬的去除率（圖2），從圖中可以看出不同修復(fù)模式在時間序列上修復(fù)效果有明顯差異。分析認(rèn)為：三葉草是最先啟動的修復(fù)模式，對Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni等重金屬的修復(fù)最先開始，在第15天達(dá)到該修復(fù)模式對Cu、Zn、Ni去除率最大值，分別為3.74%、6.53%、14.59%；在生長第30天達(dá)到三葉草修復(fù)模式對Pb去除率的最大值4.74%；但去除率不高，三葉草修復(fù)模式對Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni平均去除率分別為3.74%、3.02%、6.53%、4.97%、4.36%，11.27%，僅對Pb、Cd、Cr的去除效果比較顯著。

紫花苜蓿修復(fù)模式啟動速度相對較快，在生長第30天對Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni的去除率達(dá)到此種模式最大值，分別為9.43%、1.07%、15.08%、7.73%、12.08%、0.27%。受生長周期的影響，混合種植修復(fù)模式速度相對較慢，對Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni去除率在種植第60天達(dá)到該修復(fù)模式的最大去除率，分別為2.67%、9.48%、5.03%、13.26%、13.42%；對Pb、Cr、Cd去除效果較明顯。

圖2 90天種植期不同修復(fù)模式下金礦尾礦土壤重金屬去除率Fig.2 Removing rate of heavy metals under different planting pattern in gold mine soil during the 90-day cultivation period

高羊茅的修復(fù)模式啟動最慢，但對重金屬的去除率普遍較高。高羊茅修復(fù)模式對Pb、Zn、Cr、Cd去除率在生長第60天達(dá)到最高峰，對Cu、Ni去除率在生長第90天達(dá)到最高峰，Cu、Pb、Zn、Cr、Cd、Ni高羊茅修復(fù)模式最大值分別為3.02%、18.10%、14.57%、13.81%、18.12%、10.88%。對比可看出高羊茅對金礦尾礦土中Pb、Zn、Cr、Cd四種重金屬去除效果均為最好。

綜合來看，在西坨古金礦尾礦土的植物修復(fù)試驗中，4種修復(fù)模式重金屬去除率的最大值分別出現(xiàn)在以下情況中：在三葉草種植第15天時Ni的達(dá)到最佳去除效果，去除率為14.59%。在紫花苜蓿修復(fù)模式第30天時，Cu和Zn出現(xiàn)最佳去除效果，最高去除率分別為9.43%和15.08%；在高羊茅種植第60天時Pb、Cr和Cd達(dá)到最佳去除效果，去除率分別為18.10%、13.81%和18.12%；4種去除模式對As去除效果均不好；由于Hg污染嚴(yán)重，修復(fù)試驗結(jié)束后仍然含量嚴(yán)重超標(biāo)，暫無法計算該元素的去除率。

3.2 鐵礦土壤重金屬去除率分析

在種植試驗開始后的15天、30天、60天、90天取樣測試鐵礦土中重金屬含量， 對比分析4種修復(fù)模式對鐵礦土壤重金屬的去除率（圖3）。分析發(fā)現(xiàn)，鐵礦尾礦土的修復(fù)中，在三葉草種植第15天時，Zn、Cr、Cd、Cu和Ni均達(dá)到此修復(fù)模式下的最佳去除效果，去除率分別為4.77%、4.63%、20%、5.45%和14.59%。紫花苜蓿對As在種植第15天表現(xiàn)出最大去除效果，紫花苜蓿修復(fù)模式最大去除率為25%；對Cr、Ni在種植第60天達(dá)到紫花苜蓿修復(fù)模式下的去除率最大值6.48%、4.31%；紫花苜蓿對其他重金屬去除效果不顯著。紫花苜蓿與三葉草兩種修復(fù)模式均表現(xiàn)出對Hg明顯的修復(fù)效果，平均去除率均為33.33%。

高羊茅修復(fù)模式對鐵礦尾礦土壤適應(yīng)相對較快，對Cu、Cr、Ni去除率在種植第15天達(dá)到此修復(fù)模式的最高峰，分別為4.77%、8.89%、5.74%，之后出現(xiàn)下降趨勢；對Hg去除率在90天達(dá)到高羊茅修復(fù)模式最大值50%；Cu、Cr、Ni、Hg平均去除率分別為4.77%、6.98%、3.59%、33.33%；對Pb、Zn、Cd、As四種重金屬去除效果不明顯，去除率較差。

混合種植模式修復(fù)效果最明顯，對Cu去除率在30天達(dá)到混合種植最大值為4.09%；對As去除率在60天達(dá)到混合種植最大值37.25%； Pb、Zn、Cr、Ni、Hg在種植第90天達(dá)到混合修復(fù)模式去除率最大值，且Cr、Ni、Hg均達(dá)到四種修復(fù)模式去除率的最大值，Pb、Zn、Cr、Ni、Hg在四種模式下最大去除率分別為4.57%、6.30%、14.81%、9.81%、50%；Cd去除效果不好，去除率比較差；Cu、Pb、Zn、Cr、Ni、As、Hg混合種植修復(fù)模式平均去除率分別為2.73%、4.57%、6.30%、6.76%、4.15%、23.77%、33.33%，對于鐵礦土壤去除效果最好（圖3）。

圖3 90天種植期不同修復(fù)模式下鐵礦尾礦土壤重金屬去除率Fig.3 Removing rate of heavy metals under different planting pattern in iron mine soil during the 90-day cultivation period

綜合地看，鐵礦尾礦土的4種植物修復(fù)模式中，重金屬去除率的最大值分別出現(xiàn)在以下情況中：在三葉草種植第15天時Cu和Ni均達(dá)到最佳去除效果，去除率分別為5.45%和14.59%；在混合種植第60天時As的達(dá)到最佳去除效果，去除率為37.25%；混合修復(fù)模式第90天時Pb、Zn、Cr、Ni、Hg的達(dá)到最佳去除效果，去除率分別為4.57%、6.30%、14.81%、9.81%、50%。

3.3 煤矸石重金屬去除率分析

在種植試驗開始后的15天、30天、60天、90天取樣測試重金屬含量，對比4種修復(fù)模式對金礦尾礦土壤重金屬的去除率（圖4）。通過分析發(fā)現(xiàn)三葉草及混種模式對煤矸石土的適應(yīng)性比較強，在種植15天后對Cu、Zn、Cd、Ni、Pb、Cr出現(xiàn)明顯的去除效果。三葉草對Ni、Cr去除率在生長第15天達(dá)到此修復(fù)模式最大值6.22%、5.65%；而對Zn、Cd、Pb、Hg的去除率則在生長第60天達(dá)到最大值，分別為15.15%、20%、37.15%、5.06%；在生長第90天對Cu的去除率達(dá)到此種植模式的最大值為14.90%；三葉草對As去除不明顯，去除效果較差。

混種模式對Cu、Zn、Cd、Ni去除較為迅速，在第15天達(dá)到此種植模式最大去除率，分別為18.18%、4.04%、10%、8.13%；混合種植對Pb去除效果最好，其次為Hg，均在種植第60天達(dá)到混合修復(fù)模式最大去除率，分別為26.51%、12.03%；混合種植對As、Cr去除效果較差。

圖4 90天種植期不同修復(fù)模式下煤矸石土壤重金屬去除率Fig.4 Removing rate of heavy metals under different planting pattern in coal gangue soil during the 90-day cultivation period

高羊茅對煤矸石土中Cu、Pb、Zn、Cd、As和 Hg具有較明顯的修復(fù)效果；在種植第15天高羊茅對于As的去除率已達(dá)13.09%；高羊茅修復(fù)模式對Cu、Pb、Zn、Cd、Hg的最大去除率均出現(xiàn)在種植第60天，分別為15.40%、35.74%、、7.07%、15%、8.86%。

紫花苜蓿與高羊茅相似，對于Cu、Pb、Zn、Cd、As和Hg也顯示出較明顯修復(fù)；對Cu、Cd去除率在種植第30天達(dá)到此模式最大值，分別為4.04%和5%；在種植第60天紫花苜蓿對Pb、As、Hg表現(xiàn)出最大去除效果，去除率分別為24.70%、2.68%、20.25%；紫花苜蓿對Cr、Ni去除效果較差。

綜合來看，在煤矸石修復(fù)試驗中，在三葉草種植第15天時Cr的達(dá)到最佳去除效果，去除率為5.65%；在三葉草修復(fù)模式第60天時，對Pb、Zn、Cd的去除效果最好，去除率分別為37.15%、15.15%、20%。在混合種植第15天時，Ni和Cu均達(dá)到最佳去除效果，去除率為8.13%和18.18%；在高羊茅第15天時As的達(dá)到最佳去除效果，去除率為13.09%；在紫花苜蓿第60天時Hg的達(dá)到最佳去除效果，去除率為20.25%。需特別注意的是，三葉草、高羊茅、紫花苜蓿和混種4種修復(fù)模式對煤矸石中Pb去除效果均很明顯，且呈現(xiàn)較強的規(guī)律性，在生長第60天時已達(dá)到最大值，分別為35.74%、37.15%、24.69%、26.51%，后期均又出現(xiàn)一定程度的釋放，針對Pb單種元素的植物修復(fù)，可以在種植第60天進(jìn)行收割。

4 討論

（1）對于金礦尾礦土修復(fù)，三葉草的污染土壤適應(yīng)性最強，但去除效果不好；高羊茅適應(yīng)性一般，但去除效果最好；四種修復(fù)模式對于Pb、Zn、Cr、Cd去除效果最明顯，平均去除率大致呈現(xiàn)高羊茅＞紫花苜蓿＞混合種植＞三葉草。

（2）鐵礦尾礦土修復(fù)過程，混合種適應(yīng)性很好，去除效果最好；高羊茅對重金屬污染土壤適應(yīng)性最強，但去除效果不好。綜合來看，4種修復(fù)模式對鐵礦尾礦土的修復(fù)效果為混合種植＞高羊茅＞三葉草＞紫花苜蓿。

（3）綜合來看，煤矸石土壤植物修復(fù)Pb效果很明顯，去除效果最好，三葉草與混種模式對污染土壤適應(yīng)性比較好。綜合來看，4種修復(fù)模式對煤矸石土的修復(fù)效果為三葉草＞混合種植＞高羊茅＞紫花苜蓿。

（4）紫花苜蓿對土壤重金屬的修復(fù)，在試驗的中后期，土壤中Pb等重金屬出現(xiàn)了含量增加的情況。通過對整個生命周期的研究發(fā)現(xiàn)，其中部分修復(fù)模式中對于重金屬的去除率在第15天、30天、60天即出現(xiàn)最大值，可有針對性地及時收割，避免因植物衰敗而導(dǎo)致吸附的重金屬重新釋放；同時可以因地制宜進(jìn)行二次種植，從而取得最佳的去除效果，提高植物修復(fù)土壤的效率。

（5）從植物生長效果看，高羊茅最早發(fā)芽且長勢最好，但在衰退較早；其次為波斯菊，再次為紫花苜蓿；受病蟲害影響，三葉草生長效果不佳。桔梗、板藍(lán)根及野花組合因為對土壤質(zhì)量要求比較高等原因，出芽率相對較低，但生長周期較長，其中薄荷生命周期最長?？梢娊酃！逅{(lán)根、薄荷等對生態(tài)修復(fù)工程中提高植被覆蓋度和水土保持均能起到重要的作用。

（6）從植物修復(fù)效果看，高羊茅對于污染程度最大的金礦尾礦土修復(fù)效果最好；混合種植的修復(fù)模式對污染程度稍低的鐵礦尾礦土具有最佳修復(fù)效果，與其生物量較大有一定的關(guān)系；三葉草的修復(fù)效果與土壤污染程度具有一定的負(fù)相關(guān)性，在污染程度最低的煤矸石土中具有最滿意的修復(fù)效果；紫花苜蓿在金礦尾礦土修復(fù)效果較好，但在鐵礦尾礦土和煤矸石土的修復(fù)效果均為最弱。因此，建議在重金屬污染程度較高的土壤修復(fù)中，首選高羊茅和紫花苜蓿作為主要的修復(fù)植物，在土壤重金屬污染程度不高的修復(fù)工程中，可以綜合考慮景觀效果和經(jīng)濟(jì)價值，選擇多種植物進(jìn)行混合種植，可能取得最佳的修復(fù)效果。

[1]劉永光. 北京山區(qū)關(guān)停廢棄礦山人工恢復(fù)效果及評價研究[D]. 北京：北京林業(yè)大學(xué)，2011.

[2]甘敬. 北京山區(qū)關(guān)停廢棄礦山現(xiàn)狀及生態(tài)修復(fù)對策[M]. 北京林業(yè)發(fā)展論壇論文集，北京：中國農(nóng)業(yè)出版社，2007：68～74.

[3]陳芳孝. 北京市礦山生態(tài)治理主要技術(shù)與典型模式[J]. 中國水土保持，2007，2(7)：25～26.

[4]張莉. 北京市生態(tài)涵養(yǎng)發(fā)展區(qū)的功能類型劃分及發(fā)展對策[J]. 經(jīng)濟(jì)地理，2009，29(6)：989～994.

[5]武雄，韓兵，管清花，等. 北京市固體礦山生態(tài)環(huán)境現(xiàn)狀及修復(fù)對策[J]. 地學(xué)前緣，2008，15(5)：24～329.

[6]李騰. 北京市門頭溝區(qū)煤矸石山上的植物物群落特征[EB/OL]. 第28屆北京市青少年科技創(chuàng)新大賽二等 獎 (2008-4-29). http∶//yxw.bjchyedu.cn/TPRes/tspx/ tspx28/zhongxue/297.htm.

[7]張波. 重金屬Cr、Pb、Zn、Cd耐性植物修復(fù)機理及應(yīng)用研究[D]. 五邑大學(xué)，2014.

[8]韋朝陽，陳同斌. 重金屬超富集植物及植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報，2001， 21(7)：1196～1203.

[9]諶金吾. 三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）對重金屬Cd、Pb脅迫的響應(yīng)與修復(fù)潛能研究[D]. 西南大學(xué)，2013.

[10]黃興星. 北京市密云水庫上游金鐵礦區(qū)土壤重金屬污染特征及對比研究[J]，環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2012，32(6)：1520～1528.

[11]石國峰，馮金國，邢雨鑫，等. 密云水庫上游礦產(chǎn)資源開發(fā)對土壤環(huán)境的影響[J]. 城市地質(zhì)，2015，10(2)：36～41.

[12]劉文清，甘柯，邢宇鑫，等. 潮白河流域土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險評價方法研究[J]. 城市地質(zhì)，2016，11(2)：14～19.

[13]袁敏，鐵柏清，唐美珍，等．4 種草對鉛鋅尾礦污染土壤重金屬的抗性與吸收特性[J].生態(tài)環(huán)境，2005，14(1)：43～47.

[14]李德明，張秀娟，李改華，等．幾種重金屬離子對高羊茅種子萌發(fā)及生理活性的響應(yīng)[J].草業(yè)科學(xué)，2008，25(6)：98～102．

[15]王新，賈永鋒．紫花苜蓿對土壤重金屬富集及污染修復(fù)的潛力[J]. 土壤通報，2009，40( 4)：932～935．

[16]王瑞剛，唐世榮，郭軍康，等．銅脅迫對高丹草和紫花苜蓿生長和光合特性的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2010，19(12) ：2922～2928

[17]楊卓，王偉，李博文，等．高羊茅和黑麥草對污染土壤Cd、Pb、Zn的富集特征[J].水土保持學(xué)報，2008，22(2)：83～87．

[18]吳卿，高亞潔，李東梅，等. 高羊茅對河道底泥中復(fù)合重金屬污染的修復(fù)[J]. 水土保持學(xué)報，2012，26(6)：219～223.

[19]Xu，P.X.， Wang， Z.L. Physiological mechanism of hyper tolerance of cadmium in Kentucky bluegrass and tall fescue∶ Chemical forms and tissue distribution[J]. Environmental and Experimental Botany. 2013，96：35～42.

[20]王愛云，黃姍姍，鐘國鋒，等. 鉻脅迫對3種草本植物生長及鉻積累的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)，2012，33(6)：2028～2037.

[21]Gardea-Torresdey J L，Tiemann K J，Gonzalez J H，et al. Poster∶ Ability of Medicago sativa (alfalfa) to remove nickel ionsfrom aqueous solution [A]. In∶ ERICKSON L E，TILLISON D L，GRANT S C，et al.，eds. Proceedings of the 10th Annual Conference on Hazardous Waste Research[C]. Manhattan，KS，May 23～24，1995：239～248.

[22]Gardea-Torresdey J L，Tiemann K J，Gonzalez J H，et al. Removal of copper ions from solution by silicaimmobilized Medicago sativa (alfalfa) [A]. In∶ ERICKSON L E， TILLISON D L，GRANT S C，et al.，eds. Proceedings of the 10th Annual Conference on Hazardous Waste Research[C]. Manhattan，KS，May 23～24，1995：209～217.

[23]Gardea-Torresdey J L，Tiemann K J，Gonzalez J H，et al. Removal of nickel ions from aqueous solution by biomass and silica-immobilized biomass of Medicago sativa (alfalfa)[J]. J HazardMat，1996，49：205～216.

[24]金山. 白三葉對鎘污染土壤的修復(fù)潛力研究[D].西北農(nóng)林科技大學(xué)，2013.

[25]劉燕，謝阿娜. 三葉草對重金屬鎘的富集特性研究[J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011，40(1)：82～84.

[26]楊卓，王偉，李博文，等. 高羊茅和黑麥草對污染土壤Cd，Pb，Zn的富集特征[J]. 水土保持學(xué)報，2008，22(2)：83～87.

[27]Begonia M T，Begonia G B，Ighoavodha M，Gilliard D. Lead accumulation by tall fescue (Festuca arundinacea Schreb.) grown on a lead-contaminated soil[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health，2005，2(2)：228～230.

Research of Heavy Metal Removal Rate by Phytoremediation of Deserted Mine in Beijing

SUN Nan1,2, YAN Guangxin1, WANG Lifa1, ZHANG Yan3, XING Yuxin1, WANG Jinyan1
(1. Beijing Geological Engineering Design Institute, Beijing 101500; 2. Aalto University, Helsinki, FI-00076; 3. Beijing University of Science and Technology, Beijing 100083)

Planting experiment was conducted combined with the geological environment of mining area in Beijing to study phytoremediation of four planting models (Festuca arundinacea, Medicago sativa, Trifolium repens L. and mixed planting with Radix isatidis, radix platycodi, cosmos et al.) .The study areas are Xituogu gold mine in Miyun, Fengjiayu iron mine in Miyun, and Sangyu coal gangue in Mentougou. The samples were collected and analyzed in four times of the plants’ life cycle. The results showed that Festuca arundinacea had the best removal efficiency of Pb, Zn, Cr, and Cd of gold mine soil. The maximum removal rates were up to 18.10%, 14.57%, 13.81%, 18.12%, respectively. For the deserted iron mine soil, the mixture planting had the best removal effciency of Cr, Ni, As, Hg, with the removal rates of 14.81%, 9.80%, 37.25%, 50% , respectively. For the gangue, the Trifolium repens L. had the best removal effciency of Cr, Pb, Zn, Cd, with the removal rates of 5.65%, 37.15%, 15.15%, 20%. In the whole life cycle of the 4 planting models, the removal rates of the heavy metals don’t always continue to rise, but frequently appear the phenomena of rise frst and fall later. This might provide a scientifc basis for the regular reap, and therefore improve the removal effciency of heavy metals by phytoremediation

Mining deserted land; Phytoremediation; Removal rate; Repair model; Life cycle

X53;X173

A

1007-1903（2016）04-0007-08

10.3969/j.issn.1007-1903.2016.04.002

北京市礦山地質(zhì)環(huán)境監(jiān)測系統(tǒng)建設(shè)（一期）（編號：D2016-20127-001）

孫楠（1984- ），女，碩士，工程師，主要從事生態(tài)修復(fù)、礦山地質(zhì)環(huán)境研究。E-mail：sunnanvip@126.com