臭椿治理銅污染土壤的實驗測定

任嘉斌，楊艷，陳密，牟溥*，胡鳳琴，徐廣志，孫麗

1. 生物多樣性與生態工程教育部重點實驗室，北京師范大學生命科學學院，北京 100875；2. 中國科學院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008

臭椿治理銅污染土壤的實驗測定

任嘉斌1，楊艷1，陳密1，牟溥1*，胡鳳琴2，徐廣志1，孫麗1

1. 生物多樣性與生態工程教育部重點實驗室，北京師范大學生命科學學院，北京 100875；2. 中國科學院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008

臭椿（Ailanthus altissima）具有很強的抗逆性，能適應多種不良的環境，在中國廣泛分布，是一個很有潛力的修復銅污染土壤的物種。通過種植實驗檢驗臭椿修復銅污染土壤的能力。臭椿實生苗移植于4種不同銅的質量分數（0、29、57和86 mg·kg-1）、3種不同的施肥處理（對照、有機肥、無機肥）的土壤，經過5周種植，測量臭椿根、莖、葉的銅含量及各部分生物量。試驗結果表明：1）土壤銅濃度的差異對臭椿生長沒有顯著影響；2）土壤施肥處理顯著影響臭椿生長，施加無機肥生長最佳，對照次之，施有機肥最低；3）隨土壤銅濃度增加，臭椿根、莖、葉的銅含量增加，然后趨緩，但似乎根、莖、葉的銅含量變化不同步；4）土壤肥力對臭椿莖、葉的銅含量沒有顯著影響，但對根的銅含量影響顯著，施加無機肥的根中銅含量顯著增加。臭椿經過短短5周處理，其體內銅的質量分數就到達120 μg·g-1，且銅在各組織中的分布比為根：莖：葉＝2∶1∶2。相比一些超富集銅的草本植物，臭椿的銅吸收能力尚有距離，但其高生長、高抗逆性、深根系的特點，加之其對其他眾多重金屬元素的吸收能力使得這個物種在生物修復污染土壤方面的作用不容小覷。本研究豐富了治理土壤重金屬污染的物種庫，為進一步尋找重金屬“超富集植物”，更有效的治理土壤污染提供一定的參考價值。

土壤；銅污染；生物修復；臭椿

自上世紀起，土壤中重金屬污染問題逐漸突出，嚴重影響了農業生產和食品安全，導致大量經濟損失（顧繼光等，2003；顧繼光等，2005）。由于土壤污染問題的嚴重性，2013年12月30日，國土資源部對外宣布，將于2014年啟動重金屬污染耕地修復、地下水嚴重超采綜合治理試點（丁筱凈，2014）。

污染土壤的重金屬大多十分穩定，難于生物降解，在土壤系統的污染過程中有長期性和不可逆的特點（劉傳德等，2008），對土壤理化性質、植物生長、土壤微生物群落乃至整個生態系統、人體健康都產生極大的影響（朱航，2010，宋玉芳等，2002；P?hlsson，1989；王海慧等，2009）。重金屬污染來源很多，包括工業污染、污水灌溉、農藥和肥料施用、大氣干濕沉降物、城市垃圾等等（韋朝陽等，2001；尹彥勛等，2007；Chibuike和Obiora，2014）。

銅是重金屬元素，同時也是農作物生長所必需的微量營養元素（荊林曉等，2008）。碳水化物代謝過程中，缺銅抑制光合過程中超氧化物歧化酶、過氧化氫酶等酶活性，影響光合效率，導致葉片畸形、失綠；木質素合成中，缺銅使木質部導管干縮萎蔫，葉、莖彎曲、畸形。缺銅還會降低花粉的生命力，及植物的抗病能力（潘大鈞，1985）。低濃度銅促進植物種子的萌發及早期發育，和次生根生長，而高濃度銅則抑制種子萌發及早期生長，使植株矮小（單正軍等，2002；鄭曦和肖煒，2003；曹成有等，2008；溫飛等，2009），次生根減少（楊紅飛等，2007）。過量銅會破壞類囊體結構，引發光合生物膜中類脂過氧化以及光系統Ⅱ紊亂，影響光合速率，降低作物產量（陳貴英等，2011）。

土壤對銅有強大固持能力。對污染土壤進行長期酸性淋溶的研究發現只有很少量的銅會被淋出，意味著銅在污染土壤中會長期存在（俞珊等，2010；陳貴英等，2011）。土壤銅污染不僅影響動植物、微生物的生長，影響土壤中酶的活性（楊紅飛等，2007），還影響生態系統的平衡和環境的質量，甚至威脅人類安全（李煥江，2008）。土壤中銅被植物吸收后，通過食物鏈的富集作用，在高端有機體積累，產生危害。處于食物鏈頂端的人類食用這些動植物后，有害物質在人體內積累，危害健康。近年來隨著某些含銅礦產的無序開采、冶煉廠三廢的無序排放和農業生產中含銅殺菌劑的廣泛使用，土壤中銅元素污染的形勢極其嚴峻（Brun等，1998；Schramel等，2000；Besnard等，2001）。如何控制和治理銅對土壤環境的污染成為亟待解決的問題之一。

目前有多種治理土壤重金屬污染的方法，主要分為物理、化學、生物3類。物理和化學修復通常耗費巨大的物力財力，修復范圍有限，維持時間短，有的易造成二次污染，不適用于大面積土壤污染治理（顧繼光等，2003；荊林曉等，2008；王海慧等，2009）。生物修復包括微生物修復和植物修復（Garbisu，2001）。微生物修復是通過微生物對重金屬吸收、沉淀、氧化和還原等作用，降低土壤中重金屬的毒性和含量（鄭喜珅等，2002）。目前已在污水處理，土壤放射性元素污染治理中應用（Bosecker等，2001）。

植物修復技術包括植物揮發、固定和萃取等方法，它利用植物吸收土壤中的重金屬，然后將其收獲移除，達到減緩或基本清除土壤中重金屬的目的（Cunningham等，1995；Salt等，1995）。該技術可行性高、成本低、二次污染少，且植物體內的重金屬可以回收利用。總之，生物修復成本較低、持續時間長且無次生污染之虞（Kumar等，1995；Chaney等，1997；沈振國和陳懷滿，2000；吳瑞娟等，2008；賴飛等，2014）。

植物修復的關鍵是找到重金屬的“超富集植物”，即對某種或某些重金屬有特殊吸收富集能力、生物量大、生長快和抗病蟲害能力強的植物種或基因型（王慶仁等，2001；張貴龍等，2007）。目前尋找到的重金屬“超富集植物”大多為草本，雖對重金屬具有較強的吸收能力，但生物量低且吸收金屬元素單一，如海州香薷、鴨趾草、小頭蓼和紫花苜蓿等（金勇一等，2012；趙靜，2009；方益華和唐世榮，2001）。為了豐富治理污染土壤的物種庫，更有效的治理重金屬污染，我們采用臭椿（Ailanthus altissima（Mill.）Swingle）進行實驗。

臭椿（Ailanthus altissima（Mill.）Swingle），苦木科（Simaroubaceae）臭椿屬植物，喬木。喜光，能適應廣泛氣候條件，耐-30 ℃低溫；耐干旱貧瘠，適應微酸性、中性和弱堿性土壤，在多種土壤中均能正常生長；具有良好的抗污能力和抗病蟲害能力。由于其高耐污染的特性，臭椿被認為是最具適應性和最耐污染的樹種（Dirr，1990；Miller，1990）。臭椿在中國為廣布鄉土樹種，北至遼寧南部，南至江西福建，西至甘肅，東至山東、江蘇、浙江等省（徐珍萍，2006；劉建婷和張麗榮，2009）。如果通過實驗可以證明臭椿能夠吸收銅污染土壤中的銅，即其能夠修復被銅污染的土壤，那么臭椿將成為修復銅元素污染土壤的有效植物之一。

本實驗通過研究生長在含有不同濃度銅的土壤中臭椿的生長狀況以及對銅吸收的情況，為今后通過生物修復治理土壤銅元素污染提供參考。本研究欲檢驗的問題包括：1）不同銅污染強度對臭椿生長的影響；2）不同銅污染強度對臭椿葉、莖和根吸收銅的影響；3）施肥能否增加臭椿的生長量和銅吸收量。

1 材料與方法

1.1 實驗處理

實驗的臭椿種子收集于中國苗木管理總站（北京地區）。臭椿種子經10%的H2O2浸泡2 h后，種植于160 ℃消毒處理過的沙子中發芽，待其生長到約20 cm時移苗至實驗花盆。實驗用盆容積約為8 L（上直徑23 cm，底直徑15 cm，高23.5 cm），每盆加入來源相同的沙土約7 kg。選生長良好、大小相近的60株臭椿幼苗，每盆一株，移栽于盆中央栽培，期間若有幼苗死亡，則從同一批幼苗中選苗補種。2～3周后，將這60盆已定植且正常生長的臭椿隨機分為3組，每組20盆，進行實驗營養處理，其中隨機選取一組作為對照，一組施加有機肥，另一組施加無機肥。有機肥組，每盆加入20 g生物有機肥（N，P，K≥5%），施肥時，有機肥與沙土均勻混合。無機肥組，每盆施加質量濃度為0.002 g·mL-1的速效無機肥（N：P：K＝1：1：1，含量為20%）5次，每周1次，第1～2次施加250 mL/盆，第3～5次施加500 mL/盆，整個實驗期每盆施肥4 g。

與施肥幾近同時，對臭椿進行銅處理。我們使用市售硫酸銅（CuSO4·5H2O）配制成不同濃度的溶液均勻澆淋在沙土表面，每盆300 ml。硫酸銅溶液處理有4個水平：0 mg CuSO4·5H2O/300 ml水，600 mg CuSO4·5H2O/300 ml水，1200 mg CuSO4·5H2O/300 ml水，1800 mg CuSO4·5H2O/300 ml水。將每個營養處理組隨機分為4個小組，每小組5株臭椿，每組進行一個銅濃度處理。以每盆7 kg沙土計，每小組銅的質量分數分別為0、29、57和86 mg·kg-1。其中后二者的濃度均超過了國家環境二級標準（趙靜，2009；金勇一等，2012）。首次處理后，將12個施肥-銅處理組合的5個重復，60盆隨機擺放，構成完全隨機設計。試驗中每隔2周，將盆重新完全隨機排列一次，以避免溫室不同位置的光線、濕度和溫度差別所導致的環境條件系統差異。對實驗植株每天澆水2次，保證植株有充足水分。此外，溫室按常規定期進行抗真菌劑、殺蟲劑噴灑以防止植株的病蟲害。

1.2 樣品的收獲與分析測定

實驗處理5周后，收獲實驗植物。測量臭椿植株的地徑、高度后，對其進行收割，分根、莖、葉3部分收集。植物樣品置于烘箱內65oC烘至恒重，稱量。最后用粉碎機將根、莖、葉分別磨細，過120目尼龍網篩，儲于自封袋中以分析測定銅濃度。

測定銅濃度時，先用分析天平準確稱取植物樣品0.2000 g，置于聚四氟乙烯罐內，再加入2 ml硝酸（HNO3，優級純）和1 ml雙氧水（H2O2），然后放入不銹鋼外套中，擰緊。在烘箱中160oC加熱4 h，冷卻后取出罐，用超純水定容至10 mL。然后送北京師范大學實驗測試中心用全譜直讀等離子原子發射光譜儀（美國阿美特克集團—德國斯派克分析儀器公司）測定樣品中的銅含量。

1.3 數據處理

由于同實驗植株葉、莖、根干重量數據不獨立，故采用MANOVA（即保護性ANOVA）檢驗不同養分處理和銅濃度處理對植物葉干重量、莖干重量、地上干重量、根干重量以及總生物量的影響（Scheiner和Gurvitch，2001）。分析樣品銅含量時，由于部分數據缺失，不能使用MANOVA檢驗方法，故采用二元ANOVA方法以養分處理和銅濃度作為固定因子，檢驗臭椿根、莖、葉中銅含量的差異。當不同處理間存在顯著差異，或交互作用顯著時(α=0.05)，對響應變量（即樣品干重量、樣品銅含量）進行多重比較確定不同處理水平間的差異。進行統計分析前，檢驗數據的正態性（Normality Test）和方差齊性（Levene’s Test）。臭椿根、莖和葉銅濃度不符合正態分布，方差不齊，故對其根和葉中銅濃度進行開方處理，對莖中銅濃度進行自然對數轉換。數據轉換后正態性和方差齊性檢驗不顯著。數據初期使用Microsoft Excel 2003軟件處理，數據統計分析使用SPSS 20.0版（IBM?SPSS?Statistics）。

2 結果

2.1 不同養分處理和土壤銅濃度處理對植物生物量的影響

養分處理和銅濃度處理對植物生物量的影響的MANOVA結果顯示，不同的營養處理，（即對照、有機肥料和無機肥料施加），對臭椿的生物量有顯著影響，3種處理方式間有顯著差異；而銅濃度處理對其生物量影響不顯著，即不同濃度處理間生物量差異不顯著，同時二者的交互作用也不顯著（表1）。說明在養分與銅濃度2個影響因素下，只有養分處理顯著影響臭椿的生長。

表1 養分處理和銅濃度處理對臭椿葉、莖、根干重量影響的MANOVA分析結果Table 1 MANOVA results for the effects of fertilization and soil copper contents treatments on the leaves, stems and roots dry weight of Ailanthus altissima

不同的施肥處理對臭椿莖、葉干重量及總生物量有顯著影響（表2），其中有機肥處理的植物葉干重量是對照組的62.1%，無機肥培育的植物葉干重量比對照組中增加47%，比有機肥處理下的增加137%（圖1A）。有機肥處理的莖干重量比對照組的減少9.1%，施加無機肥的比對照組的增加38%，比有機肥處理的增加54%（圖1B）。有機肥處理的植物地上干重量是對照組的69%，而施加無機肥的比對照組的增加45%，比有機肥處理的增加111%。有機肥處理的總生物量是對照組的71.9%，無機肥培育比對照組的增加34%，比有機肥處理增加87%（圖1D）。施肥處理對臭椿根干重量無顯著影響（圖1C）。

表2 養分處理和銅濃度處理對臭椿葉、莖、根干重量影響的保護性ANOVA結果Table 2 The protected ANOVA results for the effects of fertilization and soil copper contents treatments on leaves, stems and roots dry weight of Ailanthus altissima separately

2.2 不同養分處理和銅濃度處理對臭椿不同部位銅含量積累的影響

葉中銅濃度與養分處理及銅處理顯著相關，且養分處理與銅處理間相互作用顯著。不同的施肥處理下葉中銅濃度隨著銅處理濃度的增加呈先升后降的變化，葉中銅含量最高出現在57 mg·kg-1處理。施加無機肥時葉中銅濃度顯著高于其它2種施肥處理，但后2種處理間差異不顯著；土壤銅濃度處理對葉中銅濃度影響顯著，57 mg·kg-1處理組為最高，29 mg·kg-1和86 mg·kg-1處理組次之，0 mg·kg-1處理組最低（圖2A)。

圖1 養分與土壤中銅的質量分數處理對臭椿葉(A)、莖(B)、根(C)及全植株(D)干重量影響直方圖示。直方為平均值，誤差線為±1x標準誤Fig. 1 Illustrations of the effect of soil copper content treatments on the dry weights of leaves (A), stems (B), roots (C), and whole plant (D) of Ailanthus altissima. Error bar represents 1 x S.E.

土壤銅濃度處理對根及莖中銅濃度影響顯著，養分處理對此無顯著影響（圖2B，C)；臭椿莖中銅濃度隨對照、有機、無機肥處理有升高趨勢，但差異不顯著；銅濃度處理對莖中銅濃度影響顯著，但顯著差異出現在0銅處理與其他加銅處理之間，而施銅處理間差異不顯著（圖2B）。臭椿根中銅濃度在對照和有機肥2種養分處理下，均顯示隨土壤銅濃度升高呈現先升后降趨勢，在57 mg·kg-1處理時最高；而無機養分處理組，根中銅濃度隨土壤銅濃度增加有增加趨勢，但多元比較僅顯示0銅處理與3個有銅處理間差異顯著，而三者間無顯著差異（圖2C）。養分處理對w（葉中銅）/w（根中銅）的比值影響顯著，但土壤銅濃度處理對此比值沒有顯著影響（圖3)。

3 討論

實驗結果顯示：不同銅濃度處理組間的臭椿葉干重量、莖干重量、根干重量以及總生物量均無顯著差異，說明實驗中不同土壤銅濃度不顯著影響臭椿生長，顯示了臭椿對土壤銅污染的耐受性。臭椿生物量生長取決于土壤養分。對照養分處理下的臭椿生物量生長高于有機肥處理，雖然不顯著，可能是試驗周期較短的原因。首先，對照土壤中含有一定養分，而施加有機肥需要較長時間才會起作用，5周的實驗期有機肥可能處于腐解初期，微生物固持可能會降低土壤有效氮含量，導致植物生長減緩（韓曉日等，1998）。施加無機肥會迅速增加土壤養分有效性，使臭椿的生物量生長有迅速反應。施肥處理不影響根的干重也許說明臭椿根系具有較強大的生理吸收塑性（Jackson等，1990）。

土壤銅濃度處理顯著影響臭椿根、莖和葉中銅含量，且不同部位中銅含量對土壤銅濃度的反應并不同步（圖2）。一般來說，根和葉中銅含量對土壤銅濃度較為敏感（圖2A、C）；而莖中銅含量比較穩定（圖2B）。Baker認為葉/根重金屬含量比是重金屬污染土壤上植物吸收和運輸重金屬的重要指標（Baker，1981）。本實驗中施加有機肥與對照處理下，臭椿的根系中銅含量低于葉中銅含量（即w（葉中銅）/w（根中銅）＞1），而施加無機肥的處理則相反（即w（葉中銅）/w（根中銅）＜1）（圖3）。這說明在土壤有效養分低的情況下，銅在植物維管束中的運輸得到加強，增加了葉中銅含量；而土壤有效養分高的情況下，根中銅積累得到加強。其生理機制是否與養分運輸有關尚未見報道。本實驗中臭椿不同組織的銅含量在幾十微克/克到二、三百微克/克間，顯著高于0 mg·kg-1銅濃度處理下臭椿組織中銅含量。在0 mg·kg-1銅濃度處理下臭椿根、莖和葉中均有一定的銅積累，應該是實驗用土本身含少量銅的緣故。臭椿葉、根中銅濃度隨土壤銅處理濃度升高出現的先升后降，或升幅變緩趨勢，以及植物組織銅濃度數據出現的較高變異均需要進一步在較寬范圍土壤內進行銅處理實驗和更加強化的細致檢測。

圖2 施肥與土壤中銅的質量分數處理對臭椿葉(A)、莖(B)和根(C)銅濃度影響的直方圖與ANOVA結果Fig. 2 Histogram illustrations and ANOVA results of the effects of fertilization and soil copper content treatments on tissue copper contents of leaves (A), tems (B), and roots (C) of Ailanthus altissima

圖3 不同養分處理下臭椿w（葉中銅）/w（根中銅）的比值隨不同土壤銅濃度處理的變化圖示Fig. 3 Illustration of leaf/root copper contents of Ailanthus altissima along the soil copper content gradient under different fertilization treatments. Error bar represents 1 x S.E

與現在已發現的許多治理土壤污染植物，如海州香薷、鴨趾草、小頭蓼和紫花苜蓿等相比，臭椿對土壤銅的富集程度相對較低。超富集植物海州香薷（Elsholtzia splenden），其根的銅含量最大可達10000 μg·g-1（金勇一等，2012）；鴨趾草（Commelina communs）（趙靜，2009）和蓼科的小頭蓼（Polygonum microcephalum）均具有較強的銅富集能力，后者在土壤有機質含量為1%～1.5%，pH為中性時，其根有最大含銅量（方益華和唐世榮，2001）；紫花苜蓿（Medicago sativa L.）土壤銅含量為400 mg·kg-1時，銅的總積累量達對照組的12倍左右（王文星等，2006）。但海州香薷、小頭蓼和紫花苜蓿均是草本植物，單位面積生物量較小（金勇一等，2012）。鴨趾草不宜生長于干燥貧瘠的土壤，且生物量很少（趙靜，2009）。土壤重金屬元素污染的有效生物治理需要所選植物具速生、大生物量、較深根系的特點，上述草本植物盡管有對銅高吸收的優勢，卻在這些方面欠缺，從而使得它們對土壤的綜合治理效能受到限制，尤其是當較深層土壤受到污染時。

臭椿對銅的富集能力雖然不及海州香薷等上述草本植物，但它是生長迅速、高生物量的多年生喬木，早期（1～4年）年均高生長為0.7～1 m·a-1，有報道在美國加州（臭椿在那里是入侵種）臭椿年高生長可達2 m（Howard，2004）。臭椿分布范圍廣泛，且耐貧瘠、耐酸堿鹽、耐干旱、尤其耐受污染，對空氣中的SO2有極高的耐受性和較高的硫吸收（Hoshovsky，1988；魯敏等，2002），臭椿對土壤中的鉻（Cr）、鋅（Zn）、汞（Hg）也有較高的吸收能力（Hoshovsky，1988；王慶仁等，2002）。臭椿還是水土保持和鹽堿地的土壤改良樹種，適應性強，根系發達，屬深根性樹種（李志平和李明忠，2002）。這些特點使得臭椿不僅是治理銅污染土壤的有效物種，而且是綜合治理污染土壤的上佳樹種。

結合本研究結果和關于臭椿生長的文獻資料，我們可以對臭椿治理銅污染土壤做一個大致的估計。在土壤銅含量為50～90 mg·kg-1時，本實驗中57 mg·kg-1和86 mg·kg-1處理組（包括3個施肥處理）中臭椿植物組織銅含量均值，即葉：(27.63±13.73) μg·g-1，莖：(20.16±4.45) μg·g-1，根：(43.42±12.72) μg·g-1（±標準差）為臭椿植物組織銅積累值。以文獻臭椿材積生長量均值為臭椿單株生長量，我們采用取自四川眉山的三棵標準木解析數據（鄭光利等，2011）與取自安徽合肥的一棵66年生風倒木解析數據（梁莉莉等，2005）的0～5年年均生長量均值：0.00128 m3/年。采用樹干的氣干密度為0.531 g·(cm3)-1（鄭光利等，2011）來估算植株的生物量。本研究植株葉：莖：根比例（58.6%：19.7%：21.7%），根據異速生長規律適當調整為葉：莖：根＝50.0：25.0：25.0。由此計算的植株年平均生長量為680 g，其中葉340 g，莖170 g，根170 g。植物組織每株年均積累銅20.203 mg。

我們建議治理污染土壤，當以密植與短期連根收獲移除為要。以每平方米密植15～18株，每公頃150000～180000株，則每年可從土壤中吸收銅3030.45～3616.54 g。而根據本實驗結果，采取施肥等撫育措施可大為增加臭椿生長量，增強銅吸收速率。由于臭椿根積累總銅富集量的35%以上，植物應連根收獲，而木本植物連根收獲植株不宜過大，對于臭椿，當以2～3年收獲為宜。此時植株高約2～3 m，單株根量尚不大，可采用重犁深翻土壤的方式收獲，同時宜于下一輪種植，收獲的生物量可用于生物質能。我們還建議臭椿套種海州香薷等高銅富集草本植物，加強對表層銅污染土壤的治理。發展這種套種方式需要研究考慮的是臭椿會分泌一種稱為臭椿苦酮（ailanthone）的化感物質, 有研究發現其對許多草本和木本植物有除莠劑的作用（Heisy，1996），應該進行實驗進行研究。

總而言之，臭椿可忍耐多種逆境條件、抗污染能力強、高生長的特性使之成為重金屬污染土壤生物治理的當然候選對象。目前為止對其大量研究的結果基本上支持它是一個上佳的污染土壤生物綜合治理木本植物種。臭椿在中國分布廣泛，是常見的鄉土樹種，不存在生物入侵問題。中國土壤重金屬與其它化學品污染問題嚴重，應該對利用這些鄉土物種治理污染土壤進行篩選試驗，形成有效的治理技術。

4 結論

基于重金屬“富集植物”的選擇標準，我們設計實驗檢驗臭椿對土壤中銅的吸收效應，結果顯示該植物可以富集土壤中銅，且具有生物量大、生長快等方面的優點。作為中國的廣布鄉土樹種，我們認為臭椿在土壤重金屬污染的治理中具有較大的潛力。

致謝：

本研究由國家自然科學基金(30770330)和北京師范大學本科生科研基金資助。感謝魏京京同學在論文寫作中提供的幫助。

Baker A J M . 1981. Accumulators and excluders_strategies in the response of plants to heavy metals[J]. Journal of Plant Nutrition, 3(1-4): 643-654.

Besnard E, Chenu C, Robert M. 2001. Influence of organic amendments on copper distribution among particle-size and density fractions in Champagne vineyard soils[J]. Environmental Pollution, 112(3): 329-337.

Bosecker K, 2001. Microbial leaching in environmental clean-up programmes[J]. Hydrometallurgy, 59(2): 245-248.

Brun L, Maillet J, Richarte J, et al. 1998. Relationships between extractable copper, soil properties and copper uptake by wild plants in vineyard soils[J]. Environmental pollution, 102(2): 151-161.

Chaney R L, Malik M, Li Y M, et al. 1997. Phytoremediation of soil metals[J]. Current opinion in Biotechnology, 8 (3): 279-284.

Chibuike G U, Obiora S C. 2014. Heavy metal polluted soils: effect on plants and bioremediation methods[J]. Applied and Environmental Soil Science, 2014: 1-12.

Cunningham S D, Berti W R, Huang J W. 1995. Phytoremediation of contaminated soils[J]. Trends in biotechnology, 13(9): 393-397.

Dirr M A. 1990. Manual of Woody Landscape Plants-Their Identification, Ornamental Characteristics, Culture, Propagation and Uses[M]. 4th ed. Stipes Publishing Comp. Champaign, Ill USA 1007pp.

Garbisu C, Alkorta I. 2001. Phytoextraction: a cost-effective plant-based technology for the removal of metals from the environment[J]. Bioresource technology, 77(3), 229-236.

Heisy R M. 1996. Identification of an Allelopathic Compound from Ailanthus altissima (Simaroubaceae) and Characterization of its Herbicidal Activity[J]. American Journal of Botany, 83(2): 192-200.

Hoshovsky M C. 1988. Element Stewardship Abstract for Ailanthus altissima[M]. Arlington, Virginia: The Nature Conservancy. [2007-06-05].

Howard J L. 2004. Ailanthus altissima. Fire Effects Information System[R]. USDA Forest Service. [2007-07-14].

Jackson R B, Manwaring J H, Caldwell M M. 1990. Rapid physiological adjustment of roots to localized soil enrichment[J]. Nature (London), 344: 58-60.

Kumar P N, Dushenkov V, Motto H, et al. 1995. Phytoextraction: the use of plants to remove heavy metals from soils[J]. Environmental Science & Technology, 29(5): 1232-1238.

Miller J H, Yawney H W. 1965. Ailanthus altissima[M]. Silvics of Forest Trees of the United States, Volume 2. United States Department of Forestry., revised December 1990 [2007-05-29].

P?hlsson A-M B. 1989. Toxicity of heavy metals (Zn, Cu, Cd, Pb) to vascular plants[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 47(3-4): 287-319.

Roig M, Manzano T, Diaz M, et al. 1995. Enzymically-enhanced extraction of uranium from biologically leached solutions[J]. International biodeterioration & biodegradation, 35 (1): 93-127.

Salt D E, Blaylock M, Kumar N P, et al. 1995. Phytoremediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the environment using plants[J]. Nature Biotechnology, 13 (5): 468-474.

Scheiner S M, Gurvitch J. 2001. Design and Analysis of Ecological Experiments[M]. Oxford: University Press ed. New York.

Schramel O, Michalke B, Kettrup A. 2000. Study of the copper distribution in contaminated soils of hop fields by single and sequential extraction procedures[J]. Science of the total environment, 263 (1): 11-22.

蔡信德, 仇榮亮, 陳桂珠. 2005. 微生物在鎳污染土壤修復中的作用[J].云南地理環境研究, 17(3): 9-12.

曹成有, 高菲菲, 邵建飛, 等. 2008. 銅對三種豆科植物萌發及早期生長發育的抑制效應[J]. 東北大學學報, 29(8): 1183-1186.

陳貴英, 李維, 陳德順, 等. 2011. 環境銅污染影響及修復的研究現狀綜述[J]. 綠色科技, 12: 125-128.

單正軍, 王連生, 蔡道基, 等. 2002. 果園土壤銅污染狀況及其對作物生長的影響[J]. 農業環境保護, 21(2): 119-121.

丁佳紅, 劉登義, 儲玲, 等. 2004. 重金屬污染土壤植物修復的研究進展和應用前景[J]. 生物學雜志, 21(4): 6-9.

丁筱凈. 2014. 重金屬耕地修復之困[N]. 民生周刊.

方益華, 唐世榮. 2001. 小頭蓼(P. microcephalum)對礦區銅的吸收積累研究[J]. 環境科學學報, 21(2): 254-256.

顧繼光, 林秋奇, 胡韌. 2005. 土壤-植物系統中重金屬污染的治理途徑及其研究展望[J].土壤通報, 36(1): 128-133.

顧繼光, 周啟星, 王新. 2003. 土壤重金屬污染的治理途徑及其研究進展[J]. 應用基礎與工程科學學報, 11(2): 143-151.

韓曉日, 郭鵬程, 陳恩鳳, 等. 1998. 土壤微生物對施入肥料氮的固持及其動態研究[J]. 土壤學報, 35(3): 412-418.

金勇一, 付慶靈, 鄭進, 等. 2012. 超積累植物修復銅污染土壤的研究現狀[J]. 中國農業科技導報, 14(4): 93-100.

荊林曉, 成杰民, 于光金. 2008. 土壤銅污染的影響因素及其修復技術研究[J]. 環境科學與管理, 33(10): 47-49.

賴飛, 劉彤, 趙洪江, 等. 2014. 土壤汞污染生物修復法的研究現狀及發展前景[J]. 廣東化工, 41(6): 123-124.

李煥江. 2008. 不同銅源對畜禽作用及對環境的影響[J]. 吉林畜牧獸醫, 29(7): 11-13.

李志平, 李明忠. 2002. 石質山地臭椿育苗造林技術[J]. 河北林業科技, (2): 25-27.

梁莉莉, 周業恒, 張忠遠, 等. 2005. 臭椿生長的分析研究[J]. 安徽林業, (1): 24-25.

劉傳德, 王強, 于波, 等. 2008. 農田土壤重金屬污染的特點和治理對策[J]. 農技服務. 25(7): 118-119.

劉建婷, 張麗榮. 2009. 淺談鄉土樹種-臭椿資源的開發[J]. 河北林業科技, (01): 55-56.

魯敏, 李英杰, 魯金鵬. 2002. 綠化樹種對大氣污染物吸收凈化能力的研究[J]. 城市環境與城市生態, 15(2): 7-9．

潘大鈞. 1985. 植物的缺銅與防治[J]. 植物雜志, 5: 25.

沈振國, 陳懷滿. 2000. 土壤重金屬污染生物修復的研究進展[J]. 農村生態環境, 16(2), 39-44.

宋玉芳, 許華夏, 任麗萍, 等. 2002. 土壤重金屬對白菜種子發芽與根伸長抑制的生態毒性效應[J]. 環境科學, 23(1): 103-107.

王海慧, 郇恒福, 羅瑛, 等. 2009. 土壤重金屬污染及植物修復技術[J].中國農學通報, 25(11): 210-214.

王慶仁, 崔巖山, 董藝婷. 2001. 植物修復── 重金屬污染土壤整治有效途徑[J]. 生態學報, 21 (2): 326-331.

王慶仁, 劉秀梅, 董藝婷, 等. 2002. 典型重工業區與污灌區植物的重金屬污染狀況及特征[J]. 農業環境保護, 21(2): 115-118, 149.

王文星, 曹成有, 崔振波, 等. 2006. 紫花苜蓿對土壤中銅的富集效應及其生理響應[J]. 東北大學學報, 27(10): 1161-1164.

韋朝陽, 陳同斌. 2001. 重金屬超富集植物及植物修復技術研究進展[J].生態學報, 21(7): 1196-1203.

溫飛, 李麗群, 陶華旸. 2009. Cu污染對小麥生長狀況有效性規律的初步研究[J]. 甘肅科學學報, 21(2): 80-82.

吳瑞娟, 金衛根, 邱峰芳. 2008. 土壤重金屬污染的生物修復[J]. 安徽農業科學, 36(7): 2916-2918.

徐珍萍. 2006. 臭椿-抗污染能力強的樹種[J]. 科技情報開發與經濟, (20), 282-283.

楊紅飛, 嚴密, 姚婧, 等. 2007. 銅、鋅污染對油菜生長和土壤酶活性的影響[J]. 應用生態學報, 18(7): 1484-1490．

尹彥勛, 張玉芬, 王坤. 2007. 淺論植物修復技術對土壤重金屬污染的清除[J]. 天津科技, 1: 43-44.

俞珊, 付新梅, 李云飛, 等. 2010. 污泥土地利用中重金屬銅污染地下水的潛在風險研究[J]. 四川環境, 29(40): 35-37.

張貴龍, 任天志, 郝桂娟, 等. 2007. 生物修復重金屬污染土壤的研究進展[J]. 化工環保, 27(4): 328-333.

趙靜. 2009. 銅污染土壤的木霉強化海州香薷修復研究[D]. 武漢: 華中農業大學, 碩士學位論文.

鄭光利, 向青, 王紅莉, 等. 2011. 眉山市臭椿生長特性初步研究[J]. 四川林業科技, 32(6): 93-96.

鄭曦, 肖煒. 2003. Cu對小麥種子萌發及幼苗生長的影響[J]. 徐州師范大學學報, 21(3): 64-66.

鄭喜珅, 魯安懷, 高翔, 等. 2002. 土壤中重金屬污染現狀與防治方法[J].土壤與環境, 11(1), 79-84.

朱航. 2010. 土壤重金屬污染的生物修復[J]. 科技信息, 28: 120-121.

Ailanthus altissima, An Effective Remediate Tree Species for Copper Polluted Soil

REN Jiabin1, YANG Yan1, CHEN Mi1, MOU Pu1*, HU Fengqin2, XU Guangzhi1, SUN Li1

1. The Ministry of Education Key Laboratory for Biodiversity Sciences and Ecological Engineering, College of Life Sciences, Beijing Normal University, Beijing 100875, China; 2. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China

The wide spread and serious soil pollution in our country has threatened the economic development，and needs to be treated seriously. Bioremediation is currently an effective soil pollution control and environment-friendly technology. .Ailanthus altissima (tree of heaven) is one of the most stress tolerate and fast-growing native tree species in China, and has the potential to be used as a pollution mediating tree species in a variety of adverse environmental condition. This study examined the copper (Cu) uptake capability of Ailanthus altissima under four levels of soil Cu contents（0, 29, 57 and 86 mg·kg-1） and three soil nutrition treatments (organic, inorganic fertilizers or no fertilization) for 35 days following complete randomized design. The results demonstrated that 1) the growth of Ailanthus altissima was not affected by the Cu treatments; 2) plant growth was significantly affected by the soil nutrition with the highest growth achieved in the inorganic fertilization treatment; 3) The Cu contents of leaf, stem and root increased and then slowed as the soil Cu content increased, but the changes among the leaf, stem and root were not synchronous; 4) soil nutrition affected the root Cu content, but not that of leaf and stem. The maximum Cu content in the plant tissues was 120 μg·g-1, and the ratio of w (Cu in leaf): w (Cu in stem): w (Cu in roots) was about 2:1:2. The results demonstrated that Ailanthus altissima is an effective and promising plant species in mediating Cu contaminated soils.

soil; copper contamination; biological remediation; Ailanthus altissima

X53

A

1674-5906（2014）10-1683-08

任嘉斌，楊艷，陳密，牟溥，胡鳳琴，徐廣志，孫麗. 臭椿治理銅污染土壤的實驗測定[J]. 生態環境學報, 2014, 23(10): 1683-1690.

REN Jiabin, YANG Yan, CHEN Mi, MOU Pu, HU Fengqin, XU Guangzhi, SUN Li. Ailanthus altissima, an effective remediate tree species for copper polluted soil [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(10): 1683-1690.

國家自然科學基金項目(30770330)；北京師范大學本科生科研基金

任嘉斌(1985年生)，女，博士研究生，主要從事陸地生態學根系方面研究。

*通信作者：牟溥，Email: ppmou@bnu.edu.cn

2014-08-07