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(tài)工程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，北京 100875；2. 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008

臭椿治理銅污染土壤的實(shí)驗(yàn)測(cè)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(tài)工程教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，北京 100875；2. 中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所，江蘇 南京 210008

臭椿（Ailanthus altissima）具有很強(qiáng)的抗逆性，能適應(yīng)多種不良的環(huán)境，在中國(guó)廣泛分布，是一個(gè)很有潛力的修復(fù)銅污染土壤的物種。通過種植實(shí)驗(yàn)檢驗(yàn)臭椿修復(fù)銅污染土壤的能力。臭椿實(shí)生苗移植于4種不同銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)（0、29、57和86 mg·kg-1）、3種不同的施肥處理（對(duì)照、有機(jī)肥、無機(jī)肥）的土壤，經(jīng)過5周種植，測(cè)量臭椿根、莖、葉的銅含量及各部分生物量。試驗(yàn)結(jié)果表明：1）土壤銅濃度的差異對(duì)臭椿生長(zhǎng)沒有顯著影響；2）土壤施肥處理顯著影響臭椿生長(zhǎng)，施加無機(jī)肥生長(zhǎng)最佳，對(duì)照次之，施有機(jī)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(duì)臭椿莖、葉的銅含量沒有顯著影響，但對(duì)根的銅含量影響顯著，施加無機(jī)肥的根中銅含量顯著增加。臭椿經(jīng)過短短5周處理，其體內(nèi)銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)就到達(dá)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(zhǎng)、高抗逆性、深根系的特點(diǎn)，加之其對(duì)其他眾多重金屬元素的吸收能力使得這個(gè)物種在生物修復(fù)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(jìn)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(jià)值。

土壤；銅污染；生物修復(fù)；臭椿

自上世紀(jì)起，土壤中重金屬污染問題逐漸突出，嚴(yán)重影響了農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和食品安全，導(dǎo)致大量經(jīng)濟(jì)損失（顧繼光等，2003；顧繼光等，2005）。由于土壤污染問題的嚴(yán)重性，2013年12月30日，國(guó)土資源部對(duì)外宣布，將于2014年啟動(dòng)重金屬污染耕地修復(fù)、地下水嚴(yán)重超采綜合治理試點(diǎn)（丁筱凈，2014）。

污染土壤的重金屬大多十分穩(wěn)定，難于生物降解，在土壤系統(tǒng)的污染過程中有長(zhǎng)期性和不可逆的特點(diǎn)（劉傳德等，2008），對(duì)土壤理化性質(zhì)、植物生長(zhǎng)、土壤微生物群落乃至整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)、人體健康都產(chǎn)生極大的影響（朱航，2010，宋玉芳等，2002；P?hlsson，1989；王?；鄣龋?009）。重金屬污染來源很多，包括工業(yè)污染、污水灌溉、農(nóng)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(shí)也是農(nóng)作物生長(zhǎng)所必需的微量營(yíng)養(yǎng)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(dǎo)致葉片畸形、失綠；木質(zhì)素合成中，缺銅使木質(zhì)部導(dǎo)管干縮萎蔫，葉、莖彎曲、畸形。缺銅還會(huì)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(jìn)植物種子的萌發(fā)及早期發(fā)育，和次生根生長(zhǎng)，而高濃度銅則抑制種子萌發(fā)及早期生長(zhǎng)，使植株矮?。▎握姷?，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(huì)破壞類囊體結(jié)構(gòu)，引發(fā)光合生物膜中類脂過氧化以及光系統(tǒng)Ⅱ紊亂，影響光合速率，降低作物產(chǎn)量（陳貴英等，2011）。

土壤對(duì)銅有強(qiáng)大固持能力。對(duì)污染土壤進(jìn)行長(zhǎng)期酸性淋溶的研究發(fā)現(xiàn)只有很少量的銅會(huì)被淋出，意味著銅在污染土壤中會(huì)長(zhǎng)期存在（俞珊等，2010；陳貴英等，2011）。土壤銅污染不僅影響動(dòng)植物、微生物的生長(zhǎng)，影響土壤中酶的活性（楊紅飛等，2007），還影響生態(tài)系統(tǒng)的平衡和環(huán)境的質(zhì)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(jī)體積累，產(chǎn)生危害。處于食物鏈頂端的人類食用這些動(dòng)植物后，有害物質(zhì)在人體內(nèi)積累，危害健康。近年來隨著某些含銅礦產(chǎn)的無序開采、冶煉廠三廢的無序排放和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中含銅殺菌劑的廣泛使用，土壤中銅元素污染的形勢(shì)極其嚴(yán)峻（Brun等，1998；Schramel等，2000；Besnard等，2001）。如何控制和治理銅對(duì)土壤環(huán)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(xué)、生物3類。物理和化學(xué)修復(fù)通常耗費(fèi)巨大的物力財(cái)力，修復(fù)范圍有限，維持時(shí)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?；鄣?，2009）。生物修復(fù)包括微生物修復(fù)和植物修復(fù)（Garbisu，2001）。微生物修復(fù)是通過微生物對(duì)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(yīng)用（Bosecker等，2001）。

植物修復(fù)技術(shù)包括植物揮發(fā)、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(dá)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(shù)可行性高、成本低、二次污染少，且植物體內(nèi)的重金屬可以回收利用?？傊镄迯?fù)成本較低、持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)且無次生污染之虞（Kumar等，1995；Chaney等，1997；沈振國(guó)和陳懷滿，2000；吳瑞娟等，2008；賴飛等，2014）。

植物修復(fù)的關(guān)鍵是找到重金屬的“超富集植物”，即對(duì)某種或某些重金屬有特殊吸收富集能力、生物量大、生長(zhǎng)快和抗病蟲害能力強(qiáng)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(duì)重金屬具有較強(qiáng)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(jìn)行實(shí)驗(yàn)。

臭椿（Ailanthus altissima（Mill.）Swingle），苦木科（Simaroubaceae）臭椿屬植物，喬木。喜光，能適應(yīng)廣泛氣候條件，耐-30 ℃低溫；耐干旱貧瘠，適應(yīng)微酸性、中性和弱堿性土壤，在多種土壤中均能正常生長(zhǎng)；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(rèn)為是最具適應(yīng)性和最耐污染的樹種（Dirr，1990；Miller，1990）。臭椿在中國(guó)為廣布鄉(xiāng)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(shí)驗(yàn)可以證明臭椿能夠吸收銅污染土壤中的銅，即其能夠修復(fù)被銅污染的土壤，那么臭椿將成為修復(fù)銅元素污染土壤的有效植物之一。

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

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)處理

實(shí)驗(yàn)的臭椿種子收集于中國(guó)苗木管理總站（北京地區(qū)）。臭椿種子經(jīng)10%的H2O2浸泡2 h后，種植于160 ℃消毒處理過的沙子中發(fā)芽，待其生長(zhǎng)到約20 cm時(shí)移苗至實(shí)驗(yàn)花盆。實(shí)驗(yàn)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(zhǎng)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(bǔ)種。2～3周后，將這60盆已定植且正常生長(zhǎng)的臭椿隨機(jī)分為3組，每組20盆，進(jìn)行實(shí)驗(yàn)營(yíng)養(yǎng)處理，其中隨機(jī)選取一組作為對(duì)照，一組施加有機(jī)肥，另一組施加無機(jī)肥。有機(jī)肥組，每盆加入20 g生物有機(jī)肥（N，P，K≥5%），施肥時(shí)，有機(jī)肥與沙土均勻混合。無機(jī)肥組，每盆施加質(zhì)量濃度為0.002 g·mL-1的速效無機(jī)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(gè)實(shí)驗(yàn)期每盆施肥4 g。

與施肥幾近同時(shí)，對(duì)臭椿進(jìn)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(gè)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(gè)營(yíng)養(yǎng)處理組隨機(jī)分為4個(gè)小組，每小組5株臭椿，每組進(jìn)行一個(gè)銅濃度處理。以每盆7 kg沙土計(jì)，每小組銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為0、29、57和86 mg·kg-1。其中后二者的濃度均超過了國(guó)家環(huán)境二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)（趙靜，2009；金勇一等，2012）。首次處理后，將12個(gè)施肥-銅處理組合的5個(gè)重復(fù)，60盆隨機(jī)擺放，構(gòu)成完全隨機(jī)設(shè)計(jì)。試驗(yàn)中每隔2周，將盆重新完全隨機(jī)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(dǎo)致的環(huán)境條件系統(tǒng)差異。對(duì)實(shí)驗(yàn)植株每天澆水2次，保證植株有充足水分。此外，溫室按常規(guī)定期進(jìn)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(cè)定

實(shí)驗(yàn)處理5周后，收獲實(shí)驗(yàn)植物。測(cè)量臭椿植株的地徑、高度后，對(duì)其進(jìn)行收割，分根、莖、葉3部分收集。植物樣品置于烘箱內(nèi)65oC烘至恒重，稱量。最后用粉碎機(jī)將根、莖、葉分別磨細(xì)，過120目尼龍網(wǎng)篩，儲(chǔ)于自封袋中以分析測(cè)定銅濃度。

測(cè)定銅濃度時(shí)，先用分析天平準(zhǔn)確稱取植物樣品0.2000 g，置于聚四氟乙烯罐內(nèi)，再加入2 ml硝酸（HNO3，優(yōu)級(jí)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(xué)實(shí)驗(yàn)測(cè)試中心用全譜直讀等離子原子發(fā)射光譜儀（美國(guó)阿美特克集團(tuán)—德國(guó)斯派克分析儀器公司）測(cè)定樣品中的銅含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

由于同實(shí)驗(yàn)植株葉、莖、根干重量數(shù)據(jù)不獨(dú)立，故采用MANOVA（即保護(hù)性ANOVA）檢驗(yàn)不同養(yǎng)分處理和銅濃度處理對(duì)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(shí)，由于部分?jǐn)?shù)據(jù)缺失，不能使用MANOVA檢驗(yàn)方法，故采用二元ANOVA方法以養(yǎng)分處理和銅濃度作為固定因子，檢驗(yàn)臭椿根、莖、葉中銅含量的差異。當(dāng)不同處理間存在顯著差異，或交互作用顯著時(shí)(α=0.05)，對(duì)響應(yīng)變量（即樣品干重量、樣品銅含量）進(jìn)行多重比較確定不同處理水平間的差異。進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析前，檢驗(yàn)數(shù)據(jù)的正態(tài)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(tài)分布，方差不齊，故對(duì)其根和葉中銅濃度進(jìn)行開方處理，對(duì)莖中銅濃度進(jìn)行自然對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換。數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換后正態(tài)性和方差齊性檢驗(yàn)不顯著。數(shù)據(jù)初期使用Microsoft Excel 2003軟件處理，數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析使用SPSS 20.0版（IBM?SPSS?Statistics）。

2 結(jié)果

2.1 不同養(yǎng)分處理和土壤銅濃度處理對(duì)植物生物量的影響

養(yǎng)分處理和銅濃度處理對(duì)植物生物量的影響的MANOVA結(jié)果顯示，不同的營(yíng)養(yǎng)處理，（即對(duì)照、有機(jī)肥料和無機(jī)肥料施加），對(duì)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(duì)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(shí)二者的交互作用也不顯著（表1）。說明在養(yǎng)分與銅濃度2個(gè)影響因素下，只有養(yǎng)分處理顯著影響臭椿的生長(zhǎng)。

表1 養(yǎng)分處理和銅濃度處理對(duì)臭椿葉、莖、根干重量影響的MANOVA分析結(jié)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(duì)臭椿莖、葉干重量及總生物量有顯著影響（表2），其中有機(jī)肥處理的植物葉干重量是對(duì)照組的62.1%，無機(jī)肥培育的植物葉干重量比對(duì)照組中增加47%，比有機(jī)肥處理下的增加137%（圖1A）。有機(jī)肥處理的莖干重量比對(duì)照組的減少9.1%，施加無機(jī)肥的比對(duì)照組的增加38%，比有機(jī)肥處理的增加54%（圖1B）。有機(jī)肥處理的植物地上干重量是對(duì)照組的69%，而施加無機(jī)肥的比對(duì)照組的增加45%，比有機(jī)肥處理的增加111%。有機(jī)肥處理的總生物量是對(duì)照組的71.9%，無機(jī)肥培育比對(duì)照組的增加34%，比有機(jī)肥處理增加87%（圖1D）。施肥處理對(duì)臭椿根干重量無顯著影響（圖1C）。

表2 養(yǎng)分處理和銅濃度處理對(duì)臭椿葉、莖、根干重量影響的保護(hù)性ANOVA結(jié)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(yǎng)分處理和銅濃度處理對(duì)臭椿不同部位銅含量積累的影響

葉中銅濃度與養(yǎng)分處理及銅處理顯著相關(guān)，且養(yǎng)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(xiàn)在57 mg·kg-1處理。施加無機(jī)肥時(shí)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(duì)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(yǎng)分與土壤中銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)處理對(duì)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(biāo)準(zhǔn)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(duì)根及莖中銅濃度影響顯著，養(yǎng)分處理對(duì)此無顯著影響（圖2B，C)；臭椿莖中銅濃度隨對(duì)照、有機(jī)、無機(jī)肥處理有升高趨勢(shì)，但差異不顯著；銅濃度處理對(duì)莖中銅濃度影響顯著，但顯著差異出現(xiàn)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(duì)照和有機(jī)肥2種養(yǎng)分處理下，均顯示隨土壤銅濃度升高呈現(xiàn)先升后降趨勢(shì)，在57 mg·kg-1處理時(shí)最高；而無機(jī)養(yǎng)分處理組，根中銅濃度隨土壤銅濃度增加有增加趨勢(shì)，但多元比較僅顯示0銅處理與3個(gè)有銅處理間差異顯著，而三者間無顯著差異（圖2C）。養(yǎng)分處理對(duì)w（葉中銅）/w（根中銅）的比值影響顯著，但土壤銅濃度處理對(duì)此比值沒有顯著影響（圖3)。

3 討論

實(shí)驗(yàn)結(jié)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(shí)驗(yàn)中不同土壤銅濃度不顯著影響臭椿生長(zhǎng)，顯示了臭椿對(duì)土壤銅污染的耐受性。臭椿生物量生長(zhǎng)取決于土壤養(yǎng)分。對(duì)照養(yǎng)分處理下的臭椿生物量生長(zhǎng)高于有機(jī)肥處理，雖然不顯著，可能是試驗(yàn)周期較短的原因。首先，對(duì)照土壤中含有一定養(yǎng)分，而施加有機(jī)肥需要較長(zhǎng)時(shí)間才會(huì)起作用，5周的實(shí)驗(yàn)期有機(jī)肥可能處于腐解初期，微生物固持可能會(huì)降低土壤有效氮含量，導(dǎo)致植物生長(zhǎng)減緩（韓曉日等，1998）。施加無機(jī)肥會(huì)迅速增加土壤養(yǎng)分有效性，使臭椿的生物量生長(zhǎng)有迅速反應(yīng)。施肥處理不影響根的干重也許說明臭椿根系具有較強(qiáng)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(duì)土壤銅濃度的反應(yīng)并不同步（圖2）。一般來說，根和葉中銅含量對(duì)土壤銅濃度較為敏感（圖2A、C）；而莖中銅含量比較穩(wěn)定（圖2B）。Baker認(rèn)為葉/根重金屬含量比是重金屬污染土壤上植物吸收和運(yùn)輸重金屬的重要指標(biāo)（Baker，1981）。本實(shí)驗(yàn)中施加有機(jī)肥與對(duì)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(jī)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(yǎng)分低的情況下，銅在植物維管束中的運(yùn)輸?shù)玫郊訌?qiáng)，增加了葉中銅含量；而土壤有效養(yǎng)分高的情況下，根中銅積累得到加強(qiáng)。其生理機(jī)制是否與養(yǎng)分運(yùn)輸有關(guān)尚未見報(bào)道。本實(shí)驗(yàn)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(yīng)該是實(shí)驗(yàn)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(xiàn)的先升后降，或升幅變緩趨勢(shì)，以及植物組織銅濃度數(shù)據(jù)出現(xiàn)的較高變異均需要進(jìn)一步在較寬范圍土壤內(nèi)進(jìn)行銅處理實(shí)驗(yàn)和更加強(qiáng)化的細(xì)致檢測(cè)。

圖2 施肥與土壤中銅的質(zhì)量分?jǐn)?shù)處理對(duì)臭椿葉(A)、莖(B)和根(C)銅濃度影響的直方圖與ANOVA結(jié)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(yǎng)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(xiàn)在已發(fā)現(xiàn)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(duì)土壤銅的富集程度相對(duì)較低。超富集植物海州香薷（Elsholtzia splenden），其根的銅含量最大可達(dá)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(qiáng)的銅富集能力，后者在土壤有機(jī)質(zhì)含量為1%～1.5%，pH為中性時(shí)，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(shí)，銅的總積累量達(dá)對(duì)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?。ń鹩乱坏?，2012）。鴨趾草不宜生長(zhǎng)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(diǎn)，上述草本植物盡管有對(duì)銅高吸收的優(yōu)勢(shì)，卻在這些方面欠缺，從而使得它們對(duì)土壤的綜合治理效能受到限制，尤其是當(dāng)較深層土壤受到污染時(shí)。

臭椿對(duì)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(zhǎng)迅速、高生物量的多年生喬木，早期（1～4年）年均高生長(zhǎng)為0.7～1 m·a-1，有報(bào)道在美國(guó)加州（臭椿在那里是入侵種）臭椿年高生長(zhǎng)可達(dá)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(duì)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(duì)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(yīng)性強(qiáng)，根系發(fā)達(dá)，屬深根性樹種（李志平和李明忠，2002）。這些特點(diǎn)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(jié)合本研究結(jié)果和關(guān)于臭椿生長(zhǎng)的文獻(xiàn)資料，我們可以對(duì)臭椿治理銅污染土壤做一個(gè)大致的估計(jì)。在土壤銅含量為50～90 mg·kg-1時(shí)，本實(shí)驗(yàn)中57 mg·kg-1和86 mg·kg-1處理組（包括3個(gè)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(biāo)準(zhǔn)差）為臭椿植物組織銅積累值。以文獻(xiàn)臭椿材積生長(zhǎng)量均值為臭椿單株生長(zhǎng)量，我們采用取自四川眉山的三棵標(biāo)準(zhǔn)木解析數(shù)據(jù)（鄭光利等，2011）與取自安徽合肥的一棵66年生風(fēng)倒木解析數(shù)據(jù)（梁莉莉等，2005）的0～5年年均生長(zhǎng)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(jù)異速生長(zhǎng)規(guī)律適當(dāng)調(diào)整為葉：莖：根＝50.0：25.0：25.0。由此計(jì)算的植株年平均生長(zhǎng)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(dāng)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(jù)本實(shí)驗(yàn)結(jié)果，采取施肥等撫育措施可大為增加臭椿生長(zhǎng)量，增強(qiáng)銅吸收速率。由于臭椿根積累總銅富集量的35%以上，植物應(yīng)連根收獲，而木本植物連根收獲植株不宜過大，對(duì)于臭椿，當(dāng)以2～3年收獲為宜。此時(shí)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(shí)宜于下一輪種植，收獲的生物量可用于生物質(zhì)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(qiáng)對(duì)表層銅污染土壤的治理。發(fā)展這種套種方式需要研究考慮的是臭椿會(huì)分泌一種稱為臭椿苦酮（ailanthone）的化感物質(zhì), 有研究發(fā)現(xiàn)其對(duì)許多草本和木本植物有除莠劑的作用（Heisy，1996），應(yīng)該進(jìn)行實(shí)驗(yàn)進(jìn)行研究。

總而言之，臭椿可忍耐多種逆境條件、抗污染能力強(qiáng)、高生長(zhǎng)的特性使之成為重金屬污染土壤生物治理的當(dāng)然候選對(duì)象。目前為止對(duì)其大量研究的結(jié)果基本上支持它是一個(gè)上佳的污染土壤生物綜合治理木本植物種。臭椿在中國(guó)分布廣泛，是常見的鄉(xiāng)土樹種，不存在生物入侵問題。中國(guó)土壤重金屬與其它化學(xué)品污染問題嚴(yán)重，應(yīng)該對(duì)利用這些鄉(xiāng)土物種治理污染土壤進(jìn)行篩選試驗(yàn)，形成有效的治理技術(shù)。

4 結(jié)論

基于重金屬“富集植物”的選擇標(biāo)準(zhǔn)，我們?cè)O(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn)檢驗(yàn)臭椿對(duì)土壤中銅的吸收效應(yīng)，結(jié)果顯示該植物可以富集土壤中銅，且具有生物量大、生長(zhǎng)快等方面的優(yōu)點(diǎn)。作為中國(guó)的廣布鄉(xiāng)土樹種，我們認(rèn)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(guó)家自然科學(xué)基金(30770330)和北京師范大學(xué)本科生科研基金資助。感謝魏京京同學(xué)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(fù)中的作用[J].云南地理環(huán)境研究, 17(3): 9-12.

曹成有, 高菲菲, 邵建飛, 等. 2008. 銅對(duì)三種豆科植物萌發(fā)及早期生長(zhǎng)發(fā)育的抑制效應(yīng)[J]. 東北大學(xué)學(xué)報(bào), 29(8): 1183-1186.

陳貴英, 李維, 陳德順, 等. 2011. 環(huán)境銅污染影響及修復(fù)的研究現(xiàn)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(duì)作物生長(zhǎng)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 21(2): 119-121.

丁佳紅, 劉登義, 儲(chǔ)玲, 等. 2004. 重金屬污染土壤植物修復(fù)的研究進(jìn)展和應(yīng)用前景[J]. 生物學(xué)雜志, 21(4): 6-9.

丁筱凈. 2014. 重金屬耕地修復(fù)之困[N]. 民生周刊.

方益華, 唐世榮. 2001. 小頭蓼(P. microcephalum)對(duì)礦區(qū)銅的吸收積累研究[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 21(2): 254-256.

顧繼光, 林秋奇, 胡韌. 2005. 土壤-植物系統(tǒng)中重金屬污染的治理途徑及其研究展望[J].土壤通報(bào), 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(jìn)展[J]. 應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào), 11(2): 143-151.

韓曉日, 郭鵬程, 陳恩鳳, 等. 1998. 土壤微生物對(duì)施入肥料氮的固持及其動(dòng)態(tài)研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 35(3): 412-418.

金勇一, 付慶靈, 鄭進(jìn), 等. 2012. 超積累植物修復(fù)銅污染土壤的研究現(xiàn)狀[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技導(dǎo)報(bào), 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(fù)技術(shù)研究[J]. 環(huán)境科學(xué)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(fù)法的研究現(xiàn)狀及發(fā)展前景[J]. 廣東化工, 41(6): 123-124.

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

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

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

劉傳德, 王強(qiáng), 于波, 等. 2008. 農(nóng)田土壤重金屬污染的特點(diǎn)和治理對(duì)策[J]. 農(nóng)技服務(wù). 25(7): 118-119.

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

魯敏, 李英杰, 魯金鵬. 2002. 綠化樹種對(duì)大氣污染物吸收凈化能力的研究[J]. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 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(guó), 陳懷滿. 2000. 土壤重金屬污染生物修復(fù)的研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)村生態(tài)環(huán)境, 16(2), 39-44.

宋玉芳, 許華夏, 任麗萍, 等. 2002. 土壤重金屬對(duì)白菜種子發(fā)芽與根伸長(zhǎng)抑制的生態(tài)毒性效應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué), 23(1): 103-107.

王?；? 郇恒福, 羅瑛, 等. 2009. 土壤重金屬污染及植物修復(fù)技術(shù)[J].中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 25(11): 210-214.

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

王慶仁, 劉秀梅, 董藝婷, 等. 2002. 典型重工業(yè)區(qū)與污灌區(qū)植物的重金屬污染狀況及特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 21(2): 115-118, 149.

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

韋朝陽, 陳同斌. 2001. 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(bào), 21(7): 1196-1203.

溫飛, 李麗群, 陶華旸. 2009. Cu污染對(duì)小麥生長(zhǎng)狀況有效性規(guī)律的初步研究[J]. 甘肅科學(xué)學(xué)報(bào), 21(2): 80-82.

吳瑞娟, 金衛(wèi)根, 邱峰芳. 2008. 土壤重金屬污染的生物修復(fù)[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 36(7): 2916-2918.

徐珍萍. 2006. 臭椿-抗污染能力強(qiáng)的樹種[J]. 科技情報(bào)開發(fā)與經(jīng)濟(jì), (20), 282-283.

楊紅飛, 嚴(yán)密, 姚婧, 等. 2007. 銅、鋅污染對(duì)油菜生長(zhǎng)和土壤酶活性的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 18(7): 1484-1490．

尹彥勛, 張玉芬, 王坤. 2007. 淺論植物修復(fù)技術(shù)對(duì)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(fēng)險(xiǎn)研究[J]. 四川環(huán)境, 29(40): 35-37.

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

趙靜. 2009. 銅污染土壤的木霉強(qiáng)化海州香薷修復(fù)研究[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 碩士學(xué)位論文.

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

鄭曦, 肖煒. 2003. Cu對(duì)小麥種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 徐州師范大學(xué)學(xué)報(bào), 21(3): 64-66.

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

朱航. 2010. 土壤重金屬污染的生物修復(fù)[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(shí)驗(yàn)測(cè)定[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 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(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(30770330)；北京師范大學(xué)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(tài)學(xué)根系方面研究。

*通信作者：牟溥，Email: ppmou@bnu.edu.cn

2014-08-07