臭椿治理铜污染土壤的实验测定

任嘉斌，杨艳，陈密，牟溥*，胡凤琴，徐广志，孙丽

1. 生物多样性与生态工程教育部重点实验室，北京师范大学生命科学学院，北京 100875；2. 中国科学院南京土壤研究所，江苏 南京 210008

臭椿治理铜污染土壤的实验测定

任嘉斌1，杨艳1，陈密1，牟溥1*，胡凤琴2，徐广志1，孙丽1

1. 生物多样性与生态工程教育部重点实验室，北京师范大学生命科学学院，北京 100875；2. 中国科学院南京土壤研究所，江苏 南京 210008

臭椿（Ailanthus altissima）具有很强的抗逆性，能适应多种不良的环境，在中国广泛分布，是一个很有潜力的修复铜污染土壤的物种。通过种植实验检验臭椿修复铜污染土壤的能力。臭椿实生苗移植于4种不同铜的质量分数（0、29、57和86 mg·kg-1）、3种不同的施肥处理（对照、有机肥、无机肥）的土壤，经过5周种植，测量臭椿根、茎、叶的铜含量及各部分生物量。试验结果表明：1）土壤铜浓度的差异对臭椿生长没有显著影响；2）土壤施肥处理显著影响臭椿生长，施加无机肥生长最佳，对照次之，施有机肥最低；3）随土壤铜浓度增加，臭椿根、茎、叶的铜含量增加，然后趋缓，但似乎根、茎、叶的铜含量变化不同步；4）土壤肥力对臭椿茎、叶的铜含量没有显著影响，但对根的铜含量影响显著，施加无机肥的根中铜含量显著增加。臭椿经过短短5周处理，其体内铜的质量分数就到达120 μg·g-1，且铜在各组织中的分布比为根：茎：叶＝2∶1∶2。相比一些超富集铜的草本植物，臭椿的铜吸收能力尚有距离，但其高生长、高抗逆性、深根系的特点，加之其对其他众多重金属元素的吸收能力使得这个物种在生物修复污染土壤方面的作用不容小觑。本研究丰富了治理土壤重金属污染的物种库，为进一步寻找重金属“超富集植物”，更有效的治理土壤污染提供一定的参考价值。

土壤；铜污染；生物修复；臭椿

自上世纪起，土壤中重金属污染问题逐渐突出，严重影响了农业生产和食品安全，导致大量经济损失（顾继光等，2003；顾继光等，2005）。由于土壤污染问题的严重性，2013年12月30日，国土资源部对外宣布，将于2014年启动重金属污染耕地修复、地下水严重超采综合治理试点（丁筱净，2014）。

污染土壤的重金属大多十分稳定，难于生物降解，在土壤系统的污染过程中有长期性和不可逆的特点（刘传德等，2008），对土壤理化性质、植物生长、土壤微生物群落乃至整个生态系统、人体健康都产生极大的影响（朱航，2010，宋玉芳等，2002；Påhlsson，1989；王海慧等，2009）。重金属污染来源很多，包括工业污染、污水灌溉、农药和肥料施用、大气干湿沉降物、城市垃圾等等（韦朝阳等，2001；尹彦勋等，2007；Chibuike和Obiora，2014）。

铜是重金属元素，同时也是农作物生长所必需的微量营养元素（荆林晓等，2008）。碳水化物代谢过程中，缺铜抑制光合过程中超氧化物歧化酶、过氧化氢酶等酶活性，影响光合效率，导致叶片畸形、失绿；木质素合成中，缺铜使木质部导管干缩萎蔫，叶、茎弯曲、畸形。缺铜还会降低花粉的生命力，及植物的抗病能力（潘大钧，1985）。低浓度铜促进植物种子的萌发及早期发育，和次生根生长，而高浓度铜则抑制种子萌发及早期生长，使植株矮小（单正军等，2002；郑曦和肖炜，2003；曹成有等，2008；温飞等，2009），次生根减少（杨红飞等，2007）。过量铜会破坏类囊体结构，引发光合生物膜中类脂过氧化以及光系统Ⅱ紊乱，影响光合速率，降低作物产量（陈贵英等，2011）。

土壤对铜有强大固持能力。对污染土壤进行长期酸性淋溶的研究发现只有很少量的铜会被淋出，意味着铜在污染土壤中会长期存在（俞珊等，2010；陈贵英等，2011）。土壤铜污染不仅影响动植物、微生物的生长，影响土壤中酶的活性（杨红飞等，2007），还影响生态系统的平衡和环境的质量，甚至威胁人类安全（李焕江，2008）。土壤中铜被植物吸收后，通过食物链的富集作用，在高端有机体积累，产生危害。处于食物链顶端的人类食用这些动植物后，有害物质在人体内积累，危害健康。近年来随着某些含铜矿产的无序开采、冶炼厂三废的无序排放和农业生产中含铜杀菌剂的广泛使用，土壤中铜元素污染的形势极其严峻（Brun等，1998；Schramel等，2000；Besnard等，2001）。如何控制和治理铜对土壤环境的污染成为亟待解决的问题之一。

目前有多种治理土壤重金属污染的方法，主要分为物理、化学、生物3类。物理和化学修复通常耗费巨大的物力财力，修复范围有限，维持时间短，有的易造成二次污染，不适用于大面积土壤污染治理（顾继光等，2003；荆林晓等，2008；王海慧等，2009）。生物修复包括微生物修复和植物修复（Garbisu，2001）。微生物修复是通过微生物对重金属吸收、沉淀、氧化和还原等作用，降低土壤中重金属的毒性和含量（郑喜珅等，2002）。目前已在污水处理，土壤放射性元素污染治理中应用（Bosecker等，2001）。

植物修复技术包括植物挥发、固定和萃取等方法，它利用植物吸收土壤中的重金属，然后将其收获移除，达到减缓或基本清除土壤中重金属的目的（Cunningham等，1995；Salt等，1995）。该技术可行性高、成本低、二次污染少，且植物体内的重金属可以回收利用。总之，生物修复成本较低、持续时间长且无次生污染之虞（Kumar等，1995；Chaney等，1997；沈振国和陈怀满，2000；吴瑞娟等，2008；赖飞等，2014）。

植物修复的关键是找到重金属的“超富集植物”，即对某种或某些重金属有特殊吸收富集能力、生物量大、生长快和抗病虫害能力强的植物种或基因型（王庆仁等，2001；张贵龙等，2007）。目前寻找到的重金属“超富集植物”大多为草本，虽对重金属具有较强的吸收能力，但生物量低且吸收金属元素单一，如海州香薷、鸭趾草、小头蓼和紫花苜蓿等（金勇一等，2012；赵静，2009；方益华和唐世荣，2001）。为了丰富治理污染土壤的物种库，更有效的治理重金属污染，我们采用臭椿（Ailanthus altissima（Mill.）Swingle）进行实验。

臭椿（Ailanthus altissima（Mill.）Swingle），苦木科（Simaroubaceae）臭椿属植物，乔木。喜光，能适应广泛气候条件，耐-30 ℃低温；耐干旱贫瘠，适应微酸性、中性和弱碱性土壤，在多种土壤中均能正常生长；具有良好的抗污能力和抗病虫害能力。由于其高耐污染的特性，臭椿被认为是最具适应性和最耐污染的树种（Dirr，1990；Miller，1990）。臭椿在中国为广布乡土树种，北至辽宁南部，南至江西福建，西至甘肃，东至山东、江苏、浙江等省（徐珍萍，2006；刘建婷和张丽荣，2009）。如果通过实验可以证明臭椿能够吸收铜污染土壤中的铜，即其能够修复被铜污染的土壤，那么臭椿将成为修复铜元素污染土壤的有效植物之一。

本实验通过研究生长在含有不同浓度铜的土壤中臭椿的生长状况以及对铜吸收的情况，为今后通过生物修复治理土壤铜元素污染提供参考。本研究欲检验的问题包括：1）不同铜污染强度对臭椿生长的影响；2）不同铜污染强度对臭椿叶、茎和根吸收铜的影响；3）施肥能否增加臭椿的生长量和铜吸收量。

1 材料与方法

1.1 实验处理

实验的臭椿种子收集于中国苗木管理总站（北京地区）。臭椿种子经10%的H2O2浸泡2 h后，种植于160 ℃消毒处理过的沙子中发芽，待其生长到约20 cm时移苗至实验花盆。实验用盆容积约为8 L（上直径23 cm，底直径15 cm，高23.5 cm），每盆加入来源相同的沙土约7 kg。选生长良好、大小相近的60株臭椿幼苗，每盆一株，移栽于盆中央栽培，期间若有幼苗死亡，则从同一批幼苗中选苗补种。2～3周后，将这60盆已定植且正常生长的臭椿随机分为3组，每组20盆，进行实验营养处理，其中随机选取一组作为对照，一组施加有机肥，另一组施加无机肥。有机肥组，每盆加入20 g生物有机肥（N，P，K≥5%），施肥时，有机肥与沙土均匀混合。无机肥组，每盆施加质量浓度为0.002 g·mL-1的速效无机肥（N：P：K＝1：1：1，含量为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，整个实验期每盆施肥4 g。

与施肥几近同时，对臭椿进行铜处理。我们使用市售硫酸铜（CuSO4·5H2O）配制成不同浓度的溶液均匀浇淋在沙土表面，每盆300 ml。硫酸铜溶液处理有4个水平：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。将每个营养处理组随机分为4个小组，每小组5株臭椿，每组进行一个铜浓度处理。以每盆7 kg沙土计，每小组铜的质量分数分别为0、29、57和86 mg·kg-1。其中后二者的浓度均超过了国家环境二级标准（赵静，2009；金勇一等，2012）。首次处理后，将12个施肥-铜处理组合的5个重复，60盆随机摆放，构成完全随机设计。试验中每隔2周，将盆重新完全随机排列一次，以避免温室不同位置的光线、湿度和温度差别所导致的环境条件系统差异。对实验植株每天浇水2次，保证植株有充足水分。此外，温室按常规定期进行抗真菌剂、杀虫剂喷洒以防止植株的病虫害。

1.2 样品的收获与分析测定

实验处理5周后，收获实验植物。测量臭椿植株的地径、高度后，对其进行收割，分根、茎、叶3部分收集。植物样品置于烘箱内65oC烘至恒重，称量。最后用粉碎机将根、茎、叶分别磨细，过120目尼龙网筛，储于自封袋中以分析测定铜浓度。

测定铜浓度时，先用分析天平准确称取植物样品0.2000 g，置于聚四氟乙烯罐内，再加入2 ml硝酸（HNO3，优级纯）和1 ml双氧水（H2O2），然后放入不锈钢外套中，拧紧。在烘箱中160oC加热4 h，冷却后取出罐，用超纯水定容至10 mL。然后送北京师范大学实验测试中心用全谱直读等离子原子发射光谱仪（美国阿美特克集团—德国斯派克分析仪器公司）测定样品中的铜含量。

1.3 数据处理

由于同实验植株叶、茎、根干重量数据不独立，故采用MANOVA（即保护性ANOVA）检验不同养分处理和铜浓度处理对植物叶干重量、茎干重量、地上干重量、根干重量以及总生物量的影响（Scheiner和Gurvitch，2001）。分析样品铜含量时，由于部分数据缺失，不能使用MANOVA检验方法，故采用二元ANOVA方法以养分处理和铜浓度作为固定因子，检验臭椿根、茎、叶中铜含量的差异。当不同处理间存在显著差异，或交互作用显著时(α=0.05)，对响应变量（即样品干重量、样品铜含量）进行多重比较确定不同处理水平间的差异。进行统计分析前，检验数据的正态性（Normality Test）和方差齐性（Levene’s Test）。臭椿根、茎和叶铜浓度不符合正态分布，方差不齐，故对其根和叶中铜浓度进行开方处理，对茎中铜浓度进行自然对数转换。数据转换后正态性和方差齐性检验不显著。数据初期使用Microsoft Excel 2003软件处理，数据统计分析使用SPSS 20.0版（IBM®SPSS®Statistics）。

2 结果

2.1 不同养分处理和土壤铜浓度处理对植物生物量的影响

养分处理和铜浓度处理对植物生物量的影响的MANOVA结果显示，不同的营养处理，（即对照、有机肥料和无机肥料施加），对臭椿的生物量有显著影响，3种处理方式间有显著差异；而铜浓度处理对其生物量影响不显著，即不同浓度处理间生物量差异不显著，同时二者的交互作用也不显著（表1）。说明在养分与铜浓度2个影响因素下，只有养分处理显著影响臭椿的生长。

表1 养分处理和铜浓度处理对臭椿叶、茎、根干重量影响的MANOVA分析结果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

不同的施肥处理对臭椿茎、叶干重量及总生物量有显著影响（表2），其中有机肥处理的植物叶干重量是对照组的62.1%，无机肥培育的植物叶干重量比对照组中增加47%，比有机肥处理下的增加137%（图1A）。有机肥处理的茎干重量比对照组的减少9.1%，施加无机肥的比对照组的增加38%，比有机肥处理的增加54%（图1B）。有机肥处理的植物地上干重量是对照组的69%，而施加无机肥的比对照组的增加45%，比有机肥处理的增加111%。有机肥处理的总生物量是对照组的71.9%，无机肥培育比对照组的增加34%，比有机肥处理增加87%（图1D）。施肥处理对臭椿根干重量无显著影响（图1C）。

表2 养分处理和铜浓度处理对臭椿叶、茎、根干重量影响的保护性ANOVA结果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 不同养分处理和铜浓度处理对臭椿不同部位铜含量积累的影响

叶中铜浓度与养分处理及铜处理显著相关，且养分处理与铜处理间相互作用显著。不同的施肥处理下叶中铜浓度随着铜处理浓度的增加呈先升后降的变化，叶中铜含量最高出现在57 mg·kg-1处理。施加无机肥时叶中铜浓度显著高于其它2种施肥处理，但后2种处理间差异不显著；土壤铜浓度处理对叶中铜浓度影响显著，57 mg·kg-1处理组为最高，29 mg·kg-1和86 mg·kg-1处理组次之，0 mg·kg-1处理组最低（图2A)。

图1 养分与土壤中铜的质量分数处理对臭椿叶(A)、茎(B)、根(C)及全植株(D)干重量影响直方图示。直方为平均值，误差线为±1x标准误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.

土壤铜浓度处理对根及茎中铜浓度影响显著，养分处理对此无显著影响（图2B，C)；臭椿茎中铜浓度随对照、有机、无机肥处理有升高趋势，但差异不显著；铜浓度处理对茎中铜浓度影响显著，但显著差异出现在0铜处理与其他加铜处理之间，而施铜处理间差异不显著（图2B）。臭椿根中铜浓度在对照和有机肥2种养分处理下，均显示随土壤铜浓度升高呈现先升后降趋势，在57 mg·kg-1处理时最高；而无机养分处理组，根中铜浓度随土壤铜浓度增加有增加趋势，但多元比较仅显示0铜处理与3个有铜处理间差异显著，而三者间无显著差异（图2C）。养分处理对w（叶中铜）/w（根中铜）的比值影响显著，但土壤铜浓度处理对此比值没有显著影响（图3)。

3 讨论

实验结果显示：不同铜浓度处理组间的臭椿叶干重量、茎干重量、根干重量以及总生物量均无显著差异，说明实验中不同土壤铜浓度不显著影响臭椿生长，显示了臭椿对土壤铜污染的耐受性。臭椿生物量生长取决于土壤养分。对照养分处理下的臭椿生物量生长高于有机肥处理，虽然不显著，可能是试验周期较短的原因。首先，对照土壤中含有一定养分，而施加有机肥需要较长时间才会起作用，5周的实验期有机肥可能处于腐解初期，微生物固持可能会降低土壤有效氮含量，导致植物生长减缓（韩晓日等，1998）。施加无机肥会迅速增加土壤养分有效性，使臭椿的生物量生长有迅速反应。施肥处理不影响根的干重也许说明臭椿根系具有较强大的生理吸收塑性（Jackson等，1990）。

土壤铜浓度处理显著影响臭椿根、茎和叶中铜含量，且不同部位中铜含量对土壤铜浓度的反应并不同步（图2）。一般来说，根和叶中铜含量对土壤铜浓度较为敏感（图2A、C）；而茎中铜含量比较稳定（图2B）。Baker认为叶/根重金属含量比是重金属污染土壤上植物吸收和运输重金属的重要指标（Baker，1981）。本实验中施加有机肥与对照处理下，臭椿的根系中铜含量低于叶中铜含量（即w（叶中铜）/w（根中铜）＞1），而施加无机肥的处理则相反（即w（叶中铜）/w（根中铜）＜1）（图3）。这说明在土壤有效养分低的情况下，铜在植物维管束中的运输得到加强，增加了叶中铜含量；而土壤有效养分高的情况下，根中铜积累得到加强。其生理机制是否与养分运输有关尚未见报道。本实验中臭椿不同组织的铜含量在几十微克/克到二、三百微克/克间，显著高于0 mg·kg-1铜浓度处理下臭椿组织中铜含量。在0 mg·kg-1铜浓度处理下臭椿根、茎和叶中均有一定的铜积累，应该是实验用土本身含少量铜的缘故。臭椿叶、根中铜浓度随土壤铜处理浓度升高出现的先升后降，或升幅变缓趋势，以及植物组织铜浓度数据出现的较高变异均需要进一步在较宽范围土壤内进行铜处理实验和更加强化的细致检测。

图2 施肥与土壤中铜的质量分数处理对臭椿叶(A)、茎(B)和根(C)铜浓度影响的直方图与ANOVA结果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

图3 不同养分处理下臭椿w（叶中铜）/w（根中铜）的比值随不同土壤铜浓度处理的变化图示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

与现在已发现的许多治理土壤污染植物，如海州香薷、鸭趾草、小头蓼和紫花苜蓿等相比，臭椿对土壤铜的富集程度相对较低。超富集植物海州香薷（Elsholtzia splenden），其根的铜含量最大可达10000 μg·g-1（金勇一等，2012）；鸭趾草（Commelina communs）（赵静，2009）和蓼科的小头蓼（Polygonum microcephalum）均具有较强的铜富集能力，后者在土壤有机质含量为1%～1.5%，pH为中性时，其根有最大含铜量（方益华和唐世荣，2001）；紫花苜蓿（Medicago sativa L.）土壤铜含量为400 mg·kg-1时，铜的总积累量达对照组的12倍左右（王文星等，2006）。但海州香薷、小头蓼和紫花苜蓿均是草本植物，单位面积生物量较小（金勇一等，2012）。鸭趾草不宜生长于干燥贫瘠的土壤，且生物量很少（赵静，2009）。土壤重金属元素污染的有效生物治理需要所选植物具速生、大生物量、较深根系的特点，上述草本植物尽管有对铜高吸收的优势，却在这些方面欠缺，从而使得它们对土壤的综合治理效能受到限制，尤其是当较深层土壤受到污染时。

臭椿对铜的富集能力虽然不及海州香薷等上述草本植物，但它是生长迅速、高生物量的多年生乔木，早期（1～4年）年均高生长为0.7～1 m·a-1，有报道在美国加州（臭椿在那里是入侵种）臭椿年高生长可达2 m（Howard，2004）。臭椿分布范围广泛，且耐贫瘠、耐酸碱盐、耐干旱、尤其耐受污染，对空气中的SO2有极高的耐受性和较高的硫吸收（Hoshovsky，1988；鲁敏等，2002），臭椿对土壤中的铬（Cr）、锌（Zn）、汞（Hg）也有较高的吸收能力（Hoshovsky，1988；王庆仁等，2002）。臭椿还是水土保持和盐碱地的土壤改良树种，适应性强，根系发达，属深根性树种（李志平和李明忠，2002）。这些特点使得臭椿不仅是治理铜污染土壤的有效物种，而且是综合治理污染土壤的上佳树种。

结合本研究结果和关于臭椿生长的文献资料，我们可以对臭椿治理铜污染土壤做一个大致的估计。在土壤铜含量为50～90 mg·kg-1时，本实验中57 mg·kg-1和86 mg·kg-1处理组（包括3个施肥处理）中臭椿植物组织铜含量均值，即叶：(27.63±13.73) μg·g-1，茎：(20.16±4.45) μg·g-1，根：(43.42±12.72) μg·g-1（±标准差）为臭椿植物组织铜积累值。以文献臭椿材积生长量均值为臭椿单株生长量，我们采用取自四川眉山的三棵标准木解析数据（郑光利等，2011）与取自安徽合肥的一棵66年生风倒木解析数据（梁莉莉等，2005）的0～5年年均生长量均值：0.00128 m3/年。采用树干的气干密度为0.531 g·(cm3)-1（郑光利等，2011）来估算植株的生物量。本研究植株叶：茎：根比例（58.6%：19.7%：21.7%），根据异速生长规律适当调整为叶：茎：根＝50.0：25.0：25.0。由此计算的植株年平均生长量为680 g，其中叶340 g，茎170 g，根170 g。植物组织每株年均积累铜20.203 mg。

我们建议治理污染土壤，当以密植与短期连根收获移除为要。以每平方米密植15～18株，每公顷150000～180000株，则每年可从土壤中吸收铜3030.45～3616.54 g。而根据本实验结果，采取施肥等抚育措施可大为增加臭椿生长量，增强铜吸收速率。由于臭椿根积累总铜富集量的35%以上，植物应连根收获，而木本植物连根收获植株不宜过大，对于臭椿，当以2～3年收获为宜。此时植株高约2～3 m，单株根量尚不大，可采用重犁深翻土壤的方式收获，同时宜于下一轮种植，收获的生物量可用于生物质能。我们还建议臭椿套种海州香薷等高铜富集草本植物，加强对表层铜污染土壤的治理。发展这种套种方式需要研究考虑的是臭椿会分泌一种称为臭椿苦酮（ailanthone）的化感物质, 有研究发现其对许多草本和木本植物有除莠剂的作用（Heisy，1996），应该进行实验进行研究。

总而言之，臭椿可忍耐多种逆境条件、抗污染能力强、高生长的特性使之成为重金属污染土壤生物治理的当然候选对象。目前为止对其大量研究的结果基本上支持它是一个上佳的污染土壤生物综合治理木本植物种。臭椿在中国分布广泛，是常见的乡土树种，不存在生物入侵问题。中国土壤重金属与其它化学品污染问题严重，应该对利用这些乡土物种治理污染土壤进行筛选试验，形成有效的治理技术。

4 结论

基于重金属“富集植物”的选择标准，我们设计实验检验臭椿对土壤中铜的吸收效应，结果显示该植物可以富集土壤中铜，且具有生物量大、生长快等方面的优点。作为中国的广布乡土树种，我们认为臭椿在土壤重金属污染的治理中具有较大的潜力。

致谢：

本研究由国家自然科学基金(30770330)和北京师范大学本科生科研基金资助。感谢魏京京同学在论文写作中提供的帮助。

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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，杨艳，陈密，牟溥，胡凤琴，徐广志，孙丽. 臭椿治理铜污染土壤的实验测定[J]. 生态环境学报, 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.

国家自然科学基金项目(30770330)；北京师范大学本科生科研基金

任嘉斌(1985年生)，女，博士研究生，主要从事陆地生态学根系方面研究。

*通信作者：牟溥，Email: ppmou@bnu.edu.cn

2014-08-07