兩種AMF對(duì)巨菌草根際土壤Cd生物可利用性以及Cd積累的影響

兩種AMF對(duì)巨菌草根際土壤Cd生物可利用性以及Cd積累的影響

姬朋朋1，尹光彩1*，陳志良2，周兵3，林親鐵1，劉千鈞1，劉德玲1

（1.廣東工業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州510006；2.環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣州510655；3.廣州日之建土壤修復(fù)科技有限公司，廣州511450）

利用盆栽巨菌草（Pennisetum sp.）實(shí)驗(yàn)，研究了不同土壤鎘（Cd）濃度（T0：空白；T1：5 mg·kg-1；T2：10 mg·kg-1；T3：15 mg·kg-1）條件下，接種兩種叢枝菌根真菌（Arbuscular mycorrhizal fungi，AMF）[摩西斗管囊霉（Funneliformis mosseae，F(xiàn)m）和根內(nèi)根孢囊霉（Rhizophagus intraradices,Ri）]后土壤中Cd的生物有效性、巨菌草生物量、巨菌草Cd積累量等的變化。結(jié)果表明：與不施加菌劑（CK）相比，接種AMF顯著降低了土壤中Cd的生物可利用性，在5、10、15 mg·kg-1處理下，接種Fm和Ri后可交換態(tài)Cd分別降低了18.65%、20.51%、6.53%和12.54%、16.64%、6.66%；在10、15 mg·kg-1處理下，接種Fm和Ri，植物地上部分生物量分別增加了20.98%、36.94%和36.54%、43.88%，地下部分生物量增加了14.31%、21.79%和25.78%、12.83%。接種AMF顯著提高了巨菌草對(duì)Cd的吸收能力，其中在5 mg·kg-1處理下接種Ri，巨菌草的重金屬富集系數(shù)（BCF）最高，達(dá)到0.77，由于植物地上、地下部分Cd的含量均增加，巨菌草的Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）并沒(méi)有顯著變化。

巨菌草；叢枝菌根真菌；鎘

我國(guó)的土壤污染問(wèn)題一直存在，20世紀(jì)90年代以來(lái)，Cd污染耕地面積已達(dá)到1.3×104hm2，2014年在環(huán)境保護(hù)部、國(guó)土資源部聯(lián)合發(fā)布的全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)中顯示，Cd是所有采樣點(diǎn)超標(biāo)率最高的重金屬污染物[1-3]。2010年由我國(guó)水稻研究所與農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)測(cè)試中心發(fā)布的《稻米質(zhì)量安全現(xiàn)狀及發(fā)展對(duì)策研究》指出，我國(guó)約有1/5耕地受重金屬污染，其中Cd污染的耕地涉及11個(gè)省25個(gè)地區(qū)。Cd不是植物必需的微量元素，但是卻極易被植物吸收并通過(guò)食物鏈在人和動(dòng)物體內(nèi)富集，從而對(duì)植物、動(dòng)物和人體造成危害，甚至導(dǎo)致生物體死亡[4-6]。

巨菌草（Pennisetum sp.）為多年生禾本科直立叢生型植物，原產(chǎn)地為非洲，由我國(guó)學(xué)者于1983年從南非引進(jìn)，經(jīng)過(guò)20多年培育成為適合我國(guó)氣候、土壤環(huán)境的草種[7]。巨菌草具有較強(qiáng)的分蘗能力及很強(qiáng)的環(huán)境適應(yīng)性和抗脅迫能力，同時(shí)還具有一定的生態(tài)正效應(yīng)。林占熺等[8-9]研究發(fā)現(xiàn)，巨菌草對(duì)鹽漬地具有一定的適應(yīng)能力，可以增加土壤微生物群落功能多樣性，在一定程度上提高土壤肥力，荒坡地種植巨菌草能產(chǎn)生一定的環(huán)境效益；王麗萍等[10]通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，巨菌草可以在20 mg·kg-1的Cd濃度下正常生長(zhǎng)；徐磊等[11]通過(guò)小區(qū)實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，巨菌草與石灰聯(lián)合對(duì)Cu、Cd復(fù)合污染土壤表現(xiàn)出一定的修復(fù)潛力。

叢枝菌根真菌（AMF，Arbuscular mycorrhizal fungi）是一類(lèi)重要的土壤微生物，在土壤中分布十分廣泛，能與地球上90%的維管束植物形成叢枝菌根(AM)，具有促進(jìn)植物生長(zhǎng)、增強(qiáng)植物抗逆能力、改善土壤微生物區(qū)系等功能[12-14]。近年來(lái)許多關(guān)于利用AMF輔助植物修復(fù)重金屬污染土壤的成果已有發(fā)表[14-16]。Neagoe等[17]通過(guò)對(duì)苜蓿、向日葵、芥菜、中穗花等植物接種AMF進(jìn)行研究，結(jié)果表明AMF與不同的植物表現(xiàn)出了不同的作用特征，但是一致的結(jié)果是AMF促進(jìn)了植物在重金屬污染土壤中的生長(zhǎng)，或一定程度增加了植物對(duì)重金屬的吸收。

目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)植物修復(fù)研究主要集中在超富集植物以及其相關(guān)的強(qiáng)化技術(shù)等方面[18-24]。已發(fā)現(xiàn)Cd超富集植物20余種，但大多存在生長(zhǎng)過(guò)慢、生物量小等缺點(diǎn)，導(dǎo)致植株對(duì)Cd的絕對(duì)累積量并不明顯，極大限制了其應(yīng)用，故利用AMF強(qiáng)化那些具有多種重金屬抗性、生長(zhǎng)迅速、重金屬絕對(duì)累積量大的非超富集植物，具有廣泛的應(yīng)用前景[25]。為此，本研究通過(guò)向巨菌草接種AMF的方式，尋找一種快速、有效的Cd污染土壤修復(fù)方法。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試菌劑為摩西斗管囊霉（Funneliformismosseae，BGC HEB02，縮寫(xiě)為Fm）和根內(nèi)根孢囊霉（Rhizophagus intraradices，BGC BJ09，縮寫(xiě)為Ri），購(gòu)自北京市農(nóng)林科學(xué)研究院植物營(yíng)養(yǎng)與資源研究所，為商品菌種。兩種接種劑均為含有寄主植物根段、相應(yīng)菌根真菌孢子及根外菌絲體的根際土壤。

供試植物為巨菌草（Pennisetum sp.），采于廣東番禺巨菌草種植基地。

供試土壤采自某蔬菜地表層土（0～20 cm），土樣在陰涼通風(fēng)處風(fēng)干，研磨后過(guò)篩保存，以2 kg每份用聚乙烯塑料袋盛裝。土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 The basic physical-chemistry properties of the soil

模擬土壤制備：將配置的CdCl2溶液均勻加入供試土樣，使基質(zhì)Cd濃度為T(mén)0空白、T1 5 mg·kg-1、T2 10 mg·kg-1、T3 15 mg·kg-1。制得模擬土壤，避光老化3個(gè)月后測(cè)量土壤中Cd的總量依次為0.003 2、4.89、9.27、14.59 mg·kg-1。所有土壤經(jīng)120℃高壓蒸汽滅菌2 h，風(fēng)干1周后備用。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

巨菌草莖段使用10%H2O2表面消毒10 min，再用去離子水洗凈，削成10 cm左右的長(zhǎng)度，每段至少一個(gè)葉芽，于0.2%的尿素浸泡30 min催芽，室溫下放置過(guò)夜，備用。用容積為3 L左右的塑料花盆盛裝土壤，每盆裝土2 kg，接種劑25 g。預(yù)先裝入1.5 kg的土樣，巨菌草莖以45°（葉芽向上）插入土壤中，將菌劑均勻鋪在葉芽周?chē)俑餐粒ＷC巨菌草莖最上方有2～3 cm厚度的土壤。一次澆水淋透，以盆底有少許水浸出為宜。非接種處理加入等量的滅菌土壤，其他處理相同，整個(gè)實(shí)驗(yàn)過(guò)程保持土壤適宜濕度。實(shí)驗(yàn)設(shè)置不接種AMF對(duì)照（CK）和接種處理（T0，T1，T2，T3）。每5 d隨機(jī)變換位置，每30 d施肥一次，所有實(shí)驗(yàn)組均施加N[CO（NH2）2]600 mg·kg-1、P（KH2PO4）400 mg·kg-1和K（K2SO4）200 mg·kg-1作為養(yǎng)分，保障植物的正常生長(zhǎng)。植物自然生長(zhǎng)4個(gè)月后，分地上、地下部分進(jìn)行收獲，依次用自來(lái)水、去離子水清洗植物樣品，晾干水分之后，存放于4℃冰箱中備用。

1.3 分析方法

侵染率的測(cè)定[26]：取新鮮根樣，剪成約5 mm小段，隨機(jī)選取100個(gè)根樣用醋酸墨水染色法[27]，并在正置顯微鏡下觀察叢枝菌根侵染狀況。侵染率=AMF侵染的根段數(shù)/觀察的總根段數(shù)×100%。

Cd形態(tài)分析：以改進(jìn)的European Community Bureau of Reference（BCR）連續(xù)提取法中Cd的可交換態(tài)和可還原態(tài)作為Cd生物可利用性的評(píng)價(jià)指標(biāo)[28]。植物收獲后，將盆中的土壤風(fēng)干，研磨混勻，采用4分法取樣50 g，35℃烘干至恒重，用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法[29]進(jìn)行Cd形態(tài)分析。①可交換態(tài)：稱取0.500 0 g樣品于50 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol·L-1HAc提取液20 mL，室溫下振蕩16 h（250 r·min-1，管內(nèi)混合物處于懸浮狀態(tài)），振蕩結(jié)束之后進(jìn)行離心分離（4000 r·min-1，20 min），傾出上層清液于聚乙烯瓶中，保存于4℃冰箱中待測(cè)。加入10 mL高純水清洗殘余物，振蕩20 min，離心，棄去清洗液。每組實(shí)驗(yàn)設(shè)置2組試劑空白組。②可還原態(tài)：向以上提取后的殘余物中加入0.5 mol·L-1NH2OH·HCl提取液40 mL，振蕩16 h，離心分離。其余操作同①。使用AAS進(jìn)行測(cè)量。

生物量測(cè)定：將采集的整株植物樣品在105℃殺青處理30min后，于70℃下烘干至恒重，分別稱量地上部分和地下部分干重（沿地面剪取，分地上部分和地下部分）。

植物樣品Cd元素分析：植物樣品用粉碎機(jī)粉碎，稱取0.200 0 g樣品置于50 mL聚四氟乙烯坩堝中，HNO3+H2O2（V/V=5∶1）混合液浸泡過(guò)夜，電熱板150℃消解2.5 h，消解完全后用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1%的HNO3清洗并定容到25 mL比色管中。采用AAS石墨爐測(cè)定消化液中Cd的濃度，并計(jì)算出植物樣品中Cd的含量。

土壤基本理化性質(zhì)測(cè)定方法參考土壤農(nóng)化分析[30]。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)用Excel 2013進(jìn)行均值和標(biāo)準(zhǔn)差計(jì)算，并使用Origin 9.1進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，通過(guò)5%水平下LSD多重比較檢驗(yàn)各處理平均值之間的差異顯著性。富集系數(shù)（Bioaccumulation factor）＝植物體內(nèi)重金屬含量/土壤中重金屬含量；轉(zhuǎn)移系數(shù)（Translocation factor）＝植株地上部分重金屬含量/植株地下部分重金屬含量。

2 結(jié)果與討論

2.1 Cd濃度對(duì)AMF侵染率的影響

植物生長(zhǎng)4個(gè)月后收獲，測(cè)得真菌侵染率介于15%～41%之間。如圖1所示，侵染率隨Cd濃度的增加先有顯著的提高，在T2濃度下達(dá)到最大值，在T3濃度時(shí)略有下降。接種Ri、Fm在T2濃度下侵染率分別達(dá)到了35%、41%。

圖1 不同AMF-Cd組合下AMF的侵染率Figure 1 Colonization of AMF at different AMF-Cd

許多研究表明，重金屬的濃度可以顯著影響AMF對(duì)宿主植物的侵染率，一般情況下侵染率隨著重金屬濃度的升高而降低。也有研究表明，只有在一定濃度的重金屬脅迫下，表現(xiàn)出更好的侵染關(guān)系[31]。Liu等[14]通過(guò)不同的Cd濃度對(duì)龍葵接種AMF進(jìn)行研究，在25、50 mg·kg-1濃度下侵染率沒(méi)有顯著差別，在100 mg·kg-1濃度下AMF侵染率有顯著的降低。Turnau等[32]調(diào)查表明，重金屬耐性較強(qiáng)的植物Oxalis acetosella用含鎘和鋅的工業(yè)灰塵處理后，菌根侵染率不僅未降低反而升高。目前有關(guān)巨菌草及其親緣關(guān)系相近的王草、巴草對(duì)Cd耐性的相關(guān)研究較少，但是結(jié)果一般表現(xiàn)為在Cd濃度10～20 mg·kg－1會(huì)出現(xiàn)生長(zhǎng)受到抑制的情況[10，32－34]。本實(shí)驗(yàn)組侵染率的變化趨勢(shì)可能是由于在較低的Cd處理濃度下沒(méi)有產(chǎn)生足夠的脅迫，導(dǎo)致侵染率較低，當(dāng)Cd濃度達(dá)到15 mg·kg－1后可能達(dá)到巨菌草的Hormesis點(diǎn)，又產(chǎn)生了抑制作用的結(jié)果。2.2接種AMF對(duì)土壤Cd的生物有效性影響

重金屬的生物有效性主要與重金屬的生物可利用態(tài)和生物潛在可利用態(tài)有關(guān)。生物可利用態(tài)主要包括水溶態(tài)和可交換態(tài)，與BCR連續(xù)提取法中的可交換態(tài)對(duì)應(yīng)；生物潛在可利用態(tài)主要包括碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)，與BCR法中的可還原態(tài)對(duì)應(yīng)[28]，相對(duì)來(lái)說(shuō)有機(jī)物結(jié)合態(tài)釋放過(guò)程緩慢，而殘?jiān)鼞B(tài)與沉積物結(jié)合最牢固，基本不能被生物所利用，故本實(shí)驗(yàn)不做考慮[35]，取可交換態(tài)和可還原態(tài)作為Cd生物有效性的評(píng)價(jià)。本實(shí)驗(yàn)中通過(guò)Tessier提取法對(duì)碳酸鹽結(jié)合態(tài)進(jìn)行分析，由于其含量很低，不作為主要影響因素。

2.2.1 接種AMF土壤中可交換態(tài)Cd的含量

由圖2可知，與CK處理相比，T1、T2、T3濃度下接種AMF后，土壤可交換態(tài)Cd含量均顯著降低（P＜0.05），在T1、T2濃度下降幅更大。T1、T2濃度處理效果表現(xiàn)為Ri＞Fm＞CK，T3濃度下接種Fm和Ri之間并沒(méi)有顯著性差異；在T1和T2濃度下，接種Fm、Ri可交換態(tài)Cd的濃度分別降低了18.65%、20.51%和12.54%、16.64%，在T3濃度下接種Fm、Ri分別降低了6.53%和6.66%。

圖2 不同AMF處理下土壤中可交換態(tài)Cd含量Figure 2 Ion exchangeable and acidic dissoluble soil Cd content inoculated by AMF

研究表明，接種AMF可以通過(guò)影響重金屬的化學(xué)形態(tài)或減弱其遷移性能而改變其生物有效性。Cornejo等[36]研究發(fā)現(xiàn)，AMF形成的菌絲表面存在大量重金屬結(jié)合的位點(diǎn)，能夠結(jié)合土壤中重金屬離子，使土壤中可交換態(tài)Cu含量顯著減少，當(dāng)AMF定殖在植物根系上時(shí)，可以通過(guò)菌絲磷酸鹽、巰基等化合物的絡(luò)合作用，將重金屬固持在根內(nèi)菌絲和孢子中，從而降低重金屬的移動(dòng)能力[36]。此外，Wu等[37]研究表明在重金屬脅迫條件下，AMF菌絲可以分泌大量與球囊霉素相關(guān)的土壤蛋白（Glomalin－related soil protein，GRSP）、低分子量有機(jī)酸等化合物結(jié)合土壤中重金屬離子，改變根際土壤重金屬的形態(tài)，導(dǎo)致土壤中可交換態(tài)重金屬含量變化。當(dāng)然，接種AMF對(duì)土壤的根際環(huán)境也有一定的影響，由于本實(shí)驗(yàn)并沒(méi)有對(duì)植物根際微觀環(huán)境做出更進(jìn)一步的分析，巨菌草與AMF共生體系的微觀作用研究將會(huì)進(jìn)一步進(jìn)行。

2.2.2 接種AMF土壤中可還原態(tài)Cd的含量

由圖3可知，與CK相比，接種AMF對(duì)可還原態(tài)Cd變化表現(xiàn)出不同結(jié)果。在T1、T2濃度下，接種Fm、Ri均顯著降低了可還原態(tài)的Cd的濃度（P＜0.05），在T3濃度下可還原態(tài)Cd的濃度有顯著升高（P＜0.05）；在T1和T2濃度下，F(xiàn)m、Ri處理土壤中可還原態(tài)Cd的濃度分別降低了10.32%、19.58%和28.92%、14.1%，在T3濃度下Fm、Ri土壤可還原態(tài)Cd分別升高了32.28%和35.36%。

圖3 不同AMF處理下土壤中可還原態(tài)Cd含量Figure 3 Reductive Cd content in the soil inoculated by AMF

在BCR連續(xù)提取法中，可還原態(tài)主要為鐵錳氧化態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)。鐵錳氧化礦物在土壤重金屬遷移過(guò)程中起著重要的作用。吳曼等[38]通過(guò)對(duì)比施加有機(jī)質(zhì)對(duì)紅壤和黑土中外源Cd的穩(wěn)定化過(guò)程進(jìn)行了研究，結(jié)果表明紅壤中有效態(tài)Cd平均濃度比黑土增加了65.4%，有效態(tài)Pb平均濃度則為黑土的4.7倍；同時(shí)有研究表明侵染率與土壤有機(jī)質(zhì)的含量成正比[39]。在本試驗(yàn)中隨著侵染強(qiáng)度的增加，有機(jī)質(zhì)的含量也相應(yīng)增加，這也對(duì)可還原態(tài)Cd的增加有一定促進(jìn)作用。鐵錳氧化物對(duì)重金屬元素的專性吸附作用，不僅對(duì)痕量金屬的生物可利用性具有控制作用，而且對(duì)許多重金屬污染物在自然界中的遷移與富集也起重要控制作用[40]。本實(shí)驗(yàn)選取的土壤為磚紅壤，F(xiàn)e的含量高達(dá)4.76 g·kg－1，可能對(duì)Cd的形態(tài)遷移有著明顯影響，在Cd處理濃度為15 mg·kg－1，鐵錳氧化物的吸收量逐漸趨于飽和，在接種真菌的情況下，可還原態(tài)的增加量顯著高于對(duì)照組。

2.3 接種AMF對(duì)巨菌草生物量的影響

由圖4可知，與CK處理相比，在T0濃度下接種Fm、Ri巨菌草地上、地下部分的生物量沒(méi)有顯著的區(qū)別；T1濃度下地上部分有顯著差別，而地下部差異不顯著；在T2、T3濃度下地上部分均有顯著的增加，結(jié)果表現(xiàn)為Ri＞Fm＞CK；地下部分也有增加，但兩種真菌間沒(méi)有一致規(guī)律性。在T2、T3濃度下，相對(duì)于CK組，F(xiàn)m處理、Ri處理巨菌草的地上部分生物量分別增加了20.98%、36.94%和36.54%、43.88%，地下部分生物量分別增加了14.31%、21.79%和25.78%12.8%。在較高的Cd濃度脅迫下，兩種AMF均顯著增加了地上部分和地下部分的生物量，且對(duì)地上部分生物量的影響優(yōu)于對(duì)地下部分。

植物在一定重金屬環(huán)境下其生理活動(dòng)會(huì)受到抑制，這與重金屬生物可利用性的強(qiáng)度有直接關(guān)系[32]。巨菌草具有很高的Cd耐性，王麗萍等[10]研究表明，在20 mg·kg－1以上濃度的Cd污染土壤才會(huì)顯著抑制巨菌草的生長(zhǎng)，但是作者并未對(duì)土壤中Cd生物可利用性強(qiáng)度進(jìn)行評(píng)價(jià)。結(jié)合上文2.1敘述可知，巨菌草可能在Cd為10～20 mg·kg－1時(shí)生長(zhǎng)受到抑制，由于AMF對(duì)植物強(qiáng)化作用的選擇性和有限性[41]，在本試驗(yàn)較低Cd濃度下AMF并沒(méi)有與巨菌草發(fā)生較強(qiáng)的共生作用，從而未對(duì)巨菌草的生物量造成顯著的影響；T2、T3濃度下，接種AMF對(duì)巨菌草生物量有顯著的提高。在足夠的Cd脅迫下，AMF與植物形成大量的AM[42]，可顯著提高宿主植物根系的吸收范圍，增加植物對(duì)N、P等礦質(zhì)元素、水分的吸收量[43]以及增強(qiáng)植物抗旱等性能，這些因素都有助于植物的生長(zhǎng)[44]。但有研究表明，盆栽實(shí)驗(yàn)中用土的量對(duì)植物的生長(zhǎng)和生物量有重要的影響[45]，用土量較少時(shí)對(duì)植物的生長(zhǎng)有較大的抑制作用。本研究中盆栽用土相對(duì)較少，可能導(dǎo)致本試驗(yàn)中巨菌草的生物量在較低的Cd濃度下受到影響。

圖4 不同真菌處理巨菌草地上和地下部分的生物量Figure 4 Above－and below－ground biomass of Pennisetum sp.inoculated by AMF

2.4 接種AMF對(duì)巨菌草Cd積累的影響

由圖5可知，接種AMF顯著提高了巨菌草對(duì)Cd的吸收。T1、T2、T3濃度下，相對(duì)于CK，F(xiàn)m處理、Ri處理巨菌草地上部分Cd吸收量分別增加了28.95%、13.75%、23.69%和25.88%、33.71%、19.88%，地下部分Cd的吸收量分別增加了132.91%、69.23%、13.96%和87.35%、75.41%、13.19%，增幅隨著處理濃度的增高呈遞減趨勢(shì)。

植物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）是衡量植物修復(fù)能力的主要指標(biāo)。由表2可知，AMF處理組在T1、T2、T3濃度下均可顯著提高植物的BCF，其中在T1濃度下接種真菌Ri的BCF達(dá)到了0.77，在王麗萍等[10]的研究中巨菌草富集系數(shù)在0.55左右，相比有較大的提高，單株最高富集量達(dá)到0.98 mg，而且濃度越低的情況下BCF提升越大。巨菌草TF系數(shù)則沒(méi)有明顯的差異。

AMF應(yīng)用于植物提取的研究都證實(shí)，接種AMF能夠顯著提高植物對(duì)重金屬的吸收能力，但是重金屬積累的部分隨著植物的不同存在部分差異。黃晶等[46]通過(guò)對(duì)紫花苜蓿接種AMF進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)接種AMF的紫花苜蓿根部Cd、Zn含量和積累量明顯增加，但地上部Cd、Zn的含量降低，地上部Zn的積累量減小，表明AMF可降低Cd、Zn由根部向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。也有研究發(fā)現(xiàn)叢枝菌根同時(shí)增加了植物地上部和地下部的Cd富集量。Liu等[14]通過(guò)對(duì)龍葵接種AMF研究發(fā)現(xiàn)，AMF顯著增加了龍葵地上、地下部分對(duì)Cd的吸收量，且地下部分的增幅高于地上部分。這與本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果一致，也可能是巨菌草BCF增大的原因。由于形成的AM可以固持大量的Cd，減少了對(duì)地上部分的危害，導(dǎo)致巨菌草的TF并沒(méi)有提高，甚至有一定的減少。

巨菌草為多年生植物，有非常強(qiáng)的再生能力，但是TF系數(shù)相對(duì)較低。為了達(dá)到對(duì)Cd絕對(duì)富集量的最大值，可以通過(guò)多次收刈的方式去除植物已經(jīng)富集的重金屬。因此，進(jìn)行長(zhǎng)時(shí)間的田間實(shí)驗(yàn)，收刈處理是具有一定意義的，對(duì)于植物根際的分析也是很有必要的。由于時(shí)間和工作量的制約，我們并沒(méi)有做出更加細(xì)致的分析，這也是后期研究需要改進(jìn)加強(qiáng)之處。

圖5 不同真菌處理巨菌草地上和地下部分的Cd濃度Figure 5 Cd content of Pennisetum sp.for the above ground portion（leaves and stem）and the root inoculated by AMF

表2 不同真菌處理下巨菌草對(duì)土壤Cd的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 2 BCF and TF of Pennisetum sp.inoculated by AMF

3 結(jié)論

（1）接種AMF顯著降低了土壤中可交換態(tài)和可還原態(tài)Cd含量及其生物可利用性。在Cd濃度為5、 10 mg·kg-1處理接種兩種真菌的效果表現(xiàn)為Ri＞Fm，而在15 mg·kg-1濃度下接種兩種真菌之間并沒(méi)有表現(xiàn)出明顯的差異。

（2）接種兩種AMF顯著增加了10、15 mg·kg-1濃度下地上、地下部分的生物量；隨著Cd處理濃度的提高，兩種真菌處理之間差異不顯著，但強(qiáng)化作用有所增強(qiáng)。

（3）接種AMF顯著提高了巨菌草的重金屬富集系數(shù)，提高了巨菌草修復(fù)Cd污染土壤的能力，由于地上、地下部分的Cd含量同時(shí)增大，巨菌草的TF并未見(jiàn)顯著變化。

[1]環(huán)境保護(hù)部,國(guó)土資源部.全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)[Z].環(huán)境保護(hù)部公告[2014]351號(hào).北京：環(huán)境保護(hù)部,2014-04-17.

Ministry of Land and Resources of the People′s Republic of China,Ministry of Environmental Protection of the People′s Republic of China.A national soil survey[Z].Announcement of the Ministry of Environmental Protection[2014]351.Ministry of Environmental Protection of the People′s Republic of China[2014]351.Beijing：Ministry of Environmental Protection of the People′s Republic of China,2014-04-17.

[2]He B,Yun Z J,Shi J b,et al.Research progress of heavy metal pollution in China：Sources,analytical methods,status,and toxicity[J].Chinese Science Bulletin,2013,58（2）：134-140.

[3]張小敏,張秀英,鐘太洋,等.中國(guó)農(nóng)田土壤重金屬富集狀況及其空間分布研究[J].環(huán)境科學(xué),2014,20（2）：692-703.

ZHANG Xiao-min,ZHANG Xiu-ying,ZHONG Tai-yang,et al.Spatial distribution and accumulation of heavy metal in arable land soil of China[J].Environmental Science,2014,20（2）：692-703.

[4]Li S,Chen J R,Islam E,et al.Cadmium-induced oxidative stress,response of antioxidants and detection of intracellular cadmium in organs of moso bamboo（Phyllostachys pubescens）seedlings[J].Chemosphere, 2016,153：107-114.

[5]陳穎,劉柿良,楊容孑,等.鎘脅迫對(duì)龍葵生長(zhǎng)、質(zhì)膜ATP酶活性及氮磷鉀吸收的影響[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),2015,21（1）：121-128.

CHEN Ying,LIU Shi-liang,YANG Rong-jie,et al.Effects of cadmium on growth,plasma membrane ATPase activity,and absorption of N,P and K in Solanum nigrum L.seedlings[J].Chinese Journal of Applied and Environmental Biology,2015,21（1）：121-128.

[6]Singh V,Tripathi B N,Sharma V.Interaction of Mg with heavy metals（Cu,Cd）in T.aestivum with special reference to oxidative and proline metabolism[J].Journal Plant Research,2016,129（3）：487-497.

[7]彭露,楊一帆,侯有明,等.福建省引種巨菌草Pennisetum sp．的生物安全性評(píng)價(jià)[J].福建農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2014,29（11）：1132-1137.

PENG Lu,YANG Yi-fan,HOU You-ming,et al.The biosafety assessment of introduced Pennisetum sp.in Fujian Province,China[J].Fujian Journal of Agricultural Sciences,2014,29（11）：1132-1137.

[8]林占熺,林冬梅.不同類(lèi)型污漬地對(duì)巨菌草生物學(xué)特性的影響[J].西南農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2015,28（2）：675-680.

LIN Zhan-xi,LIN Dong-mei.Effect of different salt-affected soils on biological characteristics of Pennisetum sp.[J].Southwest China Journal of Agricultural Science,2015,28（2）：675-680.

[9]林興生,林占熺.5種菌草苗期抗鹽性的評(píng)價(jià)[J].福建農(nóng)林大學(xué)學(xué)報(bào), 2013,42（2）：195-207.

LIN Xing-sheng,LIN Zhan-xi.Assessment on salt resistance at seeding stage of 5 species of Juncao under NaCl stress[J].Journal of Fujian AgriculturalandForestryUniversity（Natural Science Edition）,2013,42（2）：195-207.

[10]王麗萍,張健,胡紅玲.巨菌草對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)特性[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),2015,21（4）：725-732.

WANG Li-ping,ZHANG Jian,HU Hong-ling,et al.The remediation characteristics of Pennisetum spp.on Cd contaminated soil[J].Chinese Journal of Applied&Environmental Biology,2015,21（4）：725-732.

[11]徐磊,周靜,梁家妮,等.巨菌草對(duì)Cu、Cd污染土壤的修復(fù)潛力[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2014,34（18）：5342-5348.

XU Lei,ZHOU Jing,LIANG Jia-ni,et al.The remediation potential of Pennisetum sp.on Cu,Cd contaminated soil[J].Acta Ecologica Sinica, 2014,34（18）：5342-5348.

[12]Bradley R,Burt A J,Read D J.Mycorrhizal infection and resistance to heavy metal toxicity in Callun valgavris[J].Nature,1981,292：336-337.

[13]Wang B,Qiu Y L.Phylogenetic distribution and evolution of mycorrizas in land plants[J].Mycorrhiza,2006,16（5）：299-363.

[14]Liu H,Yuan M,Tan S Y.Enhancement of arbuscular mycorrhizal fungus（Glomus versiforme）on the growth and Cd uptake by Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum[J].Applied Soil Ecology,2015,89：44-49.

[15]Ogar A,Sobczyk L,Turnau K.Effect of combined microbes on plant tolerance to Zn-Pb contaminations[J].Environmental Science Pollution Research,2015,22（23）：19142-19156.

[16]羅鵬程,李航,王曙光.濕生環(huán)境中叢枝菌根（AM）對(duì)香蒲耐Cd脅迫的影響[J].環(huán)境科學(xué),2016,37（2）：750-756.

LUO Peng-cheng,LI Hang,WANG Shu-guang.Effect of arbuscular mycorrhiza（AM）on tolerance of cattail to Cd stress in aquatic environment[J].Environmental Science,2016,37（2）：750-756.

[17]Neagoe A,Iordache V,Bergmann H,et al.Patterns of effects of arbuscular mycorrhizal fungi on plants grown in contaminated soil[J].Journal Plant Nutrition and Soil Science,2013,176（2）：273-286.

[18]Yang W H,Zhang T X,Li S L,et al.Metal removal from and microbial property improvement of a multiple heavy metals contaminated soil by phytoextraction with a cadmium hyperaccumulator Sedum alfredii H.[J]. Journal of Soils and Sediments,2014,14（8）：1385-1396.

[19]Wang Y B,Yan A L,Dai J,et al.Accumulation and tolerance characteristics of cadmium in Chlorophytum comosum：A popular ornamental plant and potential Cd hyperaccumulator[J].Environmental Monitoring Assessment,2012,184（2）：929-937.

[20]Kashem M A,Singh B R,Kubota H,et al.Zinc tolerance and uptake by Arabidopsis halleri ssp.Gemmifera grown in nutrient solution[J].Environmental Science Pollution Research,2010,17（5）：1174-1176.

[21]Liu P,Tang X M,Gong C F,et al.Manganese tolerance and accumulation in six Mn hyperaccumulators or accumulators[J].Plant and Soil, 2010,335（12）：385-395.

[22]Denise R F,Ian E W,Alan J,et al.Plant homeostasis of foliar manganese sinks：Specific variation in hyperaccumulators[J].Planta,2012, 236（5）：1459-1470.

[23]Ding Y Z,Song Z G,Feng R W,et al.Interaction of organic acids and pH on multi-heavy metal extraction from alkaline and acid mine soils [J].International Journal of Environmental Science and Technology, 2014,11（1）：33-42.

[24]Cook R L,Hesterberg D.Comparison of trees and grasses for rhizoremediation of petroleum hydrocarbons[J].International Journal of Phytoremediation,2013,15（9）：844-860.

[25]聶亞平,王曉維,萬(wàn)進(jìn)榮,等.幾種重金屬（Pb、Zn、Cd、Cu）的超富集植物種類(lèi)及增強(qiáng)植物修復(fù)措施研究進(jìn)展[J].生態(tài)科學(xué),2016,35（2）：174-182.

NIEYa-ping,WANGXiao-wei,WAN Jin-rong,et al.Research progress onheavymetal（Pb,Zn,Cd,Cu）hyperaccumulatingplantsandstrengthening measures of phytoremediation[J].Ecological Science,2016, 35（2）：174-182.

[26]童琳,唐旭利,張靜,等.菌根真菌侵染對(duì)植物生物量累積的影響[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào),2014,23（9）：1520-1525.

TONG Lin,TANG Xu-li,ZHANG Jing,et al.Influence of mycorrhizal colonization on plant biomass accumulation[J].Ecology and Environmental Sciences,2014,23（9）：1520-1525.

[27]楊亞寧,巴雷,白曉楠,等.一種改進(jìn)的叢枝菌根染色方法[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2010,30（3）：774-779.

YANG Ya-ning,BA Lei,BAI Xiao-nan,et al.An improved method to stain arbuscular mycorrhizal fungi in plant roots[J].Acta Ecologica Sinica,2010,30（3）：774-779.

[28]雷鳴,廖柏寒,秦普豐.土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的生物可利用性評(píng)價(jià)[J].生態(tài)環(huán)境,2007,16（5）：1551-1556.

LEI Ming,LIAO Bo-han,QIN Pu-feng.Assessment of bioavailability of heavy metal in contaminated soils with chemical fractionation[J].E－cology and Environment,2007,16（5）：1551-1556.

[29]Nemati K,Abu Bakar N K,Abas M R.Investigation of heavy metals mobility in shrimp aquaculture sludge-comparison of two sequential extraction procedures[J].Microchemical Journal,2009,91（2）：227-231.

[30]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2008.

BAO Shi-dan.Agricultural chemical analysis of soil[M].Beijing：Agriculture Scientech Press,2008.

[31]Sudová R,Jurkiewicz A,Turnau K,et al.Persistence of heavy metal tolerance of the arbuscular mycorrhizal fungus Glomus intraradices under different cultivation regimes[J].Symbiosis,2007,43（2）：71-81.

[32]Turnau K,Kottke I,Dexheimer J.Toxic element filtering in Rhizopogon roseolus/Pinus sylvestris mycorrhizas collected from calamine dumps [J].Mycological Research,1996,100：16-22.

[33]Zhang X F,Gao B,Xia H P.Effect of cadmium on growth,photosynthesis,mineral nutrition and metal accumulation of bana grass and vetiver grass[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2014,106：102-108.

[34]Zhang X F,Zhang X H,Gao B.Effect of cadmium on growth,photosynthesis,mineral nutrition and metal accumulation of an energy crop, king grass（Pennisetum americanum×P.purpureum）[J].Biomass and Bioenergy,2014,67：179-187.

[35]郭觀林,周啟星.污染黑土中重金屬的形態(tài)分布與生物活性研究[J].環(huán)境化學(xué),2005,4（7）：384-387．

GUO Guan-lin,ZHOU Qi-xing.Speciation distribution and bioactivity of heavy metals in contaminated phaiozem[J].Environmental Chemistry, 2005,4（7）：384-387.

[36]Cornejo P,Pérez-Tienda J,Meier S,et al.Copper compartmentalization in spores as a survival strategy of arbuscular mycorrhizal fungi in Cupolluted environments[J].Soil Biology&Biochemistry,2013,57：925-928.

[37]Wu Z,McGrouther K,Huang J,et al.Decomposition ion and the contribution of glomalin-related soil protein（GRSP）in heavy metal sequestration：Field experiment[J].Soil Biology&Biochemistry,2014, 68：283-290.

[38]吳曼,徐明崗,徐紹輝,等.有機(jī)質(zhì)對(duì)紅壤和黑土中外源鉛鎘穩(wěn)定化過(guò)程的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2011,30（3）：461-467.

WU Man,XU Ming-gang,XU Shao-hui,et al.Effects of organic matter on the stabilization process of added cadmium and lead in red soil and black soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2011,30（3）：461-467.

[39]岳英男,楊春雪.松嫩鹽堿草地土壤理化特性與叢枝菌根真菌侵染的相關(guān)性[J].草業(yè)科學(xué),2014,31（8）：1437-1444.

YUE Ying-nan,YANG Chun-xue.Relationship between soil properties and the colonization of arbuscular mycorrhizae in Songnen Salinealkaline Grassland[J].Pratacultural Science,2014,31（8）：1437-1444.

[40]姜薇.重金屬污染物在紅壤中遷移規(guī)律及修復(fù)技術(shù)研究[D].武漢：華中科技大學(xué),2012.

JIANG Wei.A dissertation submitted in partial fulfillment of the requirements for the degree of doctor of biochemistry and molecular biology[D].Wuhan：Huazhong University of Science and Technology,2012.

[41]Lenoir I,Fontaine J,Lounès-Hadj A,et al.Arbuscular mycorrhizal fungal responses to abiotic stresses：A review[J].Phytochemistry,2016, 123：4-15.

[42]Hildebrandt U,Regvar M,Bothe H.Arbuscular mycorrhiza and heavy metal tolerance[J].Phytochemistry,2007,68：139-146.

[43]張中峰,張金池,黃玉清,等.叢枝菌根真菌對(duì)植物耐旱性的影響研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)雜志,2013,32（6）：1607-1612.

ZHANG Zhong-feng,ZHANG Jin-chi,HUANG Yu-qing,et al.Effects of arbuscular mycorrhizal fungi on plant drought tolerance：Research progress[J].Chinese Journal of Ecology,2013,32（6）：1607-1612.

[44]師長(zhǎng)海,李玉欣,董寶娣,等.盆栽用土量對(duì)玉米生長(zhǎng)發(fā)育的影響[J].西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2010,19（5）：71-75.

SHI Chang-hai,LI Yu-xin,DONG Bao-di,et al.Effect of pot soil weight on the development and growth of maize[J].Agriculture Borealioccidentalis Sinica,2010,19（5）：71-75.

[45]黃晶,凌婉婷,孫艷媂,等.叢枝菌根真菌對(duì)紫花苜蓿吸收土壤中鎘和鋅的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31（1）：99-105.

HUANG Jing,LING Wan-ting,SUN Yan-di,et al.Impacts of arbuscular mycorrhizal fungi inoculation on the uptake of cadmium and zinc by alfalfa in contaminated soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2012,31（1）：99-105.

Impacts of two kinds of arbuscular mycorrhizal fungi on rhizospheric bio-available Cd and accumulation of Cd for Pennisetum sp.

JI Peng-peng1,YIN Guang-cai1*,CHEN Zhi-liang2,ZHOU Bing3,LIN Qin-tie1,LIU Qian-jun1,LIU De-ling1
（1.School of Environmental Science and Engineering,Guangdong University of Technology,Guangzhou 510006,China;2.South China Institute of Environmental Science,MEP,Guangzhou 510655,China;3.GZ HNK Soil Remediation Technology CO.,LTD,Guangzhou 511450,China）

Pennisetum sp.was inoculated with two different types of arbuscular mycorrhizal fungi：Funneliformis mossea（Fm）and Rhizophagus intraradices（Ri）.And the variations of the rhizospheric bio-available Cd,biomass and plant Cd accumulation were investigated.Four treatments of soil Cd contents（T0：the control,T1：5 mg·kg-1,T2：10 mg·kg-1and T3：15 mg·kg-1）were carried out by pot experiment.It indicated that the inoculation had significantly decreased the bio-available Cd content.Compared with the control,the ion exchangeable Cd decreased by 18.65%,20.51%and 6.53%at soil Cd contents of 5 mg·kg-1,10 mg·kg-1and 15 mg·kg-1,respectively.And the acidic dissoluble-Cd decreased correspondingly by 12.54%,16.64%and 6.66%respectively.When treated by soil Cd contents of 10 mg·kg-1and 15 mg·kg-1,the above-ground biomass of Pennisetum sp.increased by 20.98%,and 36.94%inoculated with Fm,and 36.54%and 43.88%inoculated with Ri,while the below-ground biomass increased by 14.31%and 21.79%inoculated with Fm,and 25.78%and 12.83%inoculated with Ri,respectively.As a result,no obviously variation was observed with the translocation factor（TF）,but the inoculation of AMFhad significantly increased the Cd accumulation in Pennisetum sp..The bio-concentration factor（BCF）could reach 0.77 at soil Cd content of 5 mg·kg-1after inoculating with Ri.

Pennisetum sp.;arbuscular mycorrhizal fungi（AMF）;Cd

X171.5

A

1672-2043（2016）12-2306-08

10.11654/jaes.2016-0878

姬朋朋，尹光彩，陳志良，等.兩種AMF對(duì)巨菌草根際土壤Cd生物可利用性以及Cd積累的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2016,35（12）：2306-2313.

JI Peng-peng,YIN Guang-cai,CHEN Zhi-liang,et al.Impacts of two kinds of arbuscular mycorrhizal fungi on rhizospheric bio-available Cd and accumulation of Cd for Pennisetum sp.[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（12）:2306-2313.

2016－07－03

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（31370530，21677041，41371317）；廣州市科技計(jì)劃項(xiàng)目（201604030017,201604020077）

姬朋朋（1988—），男，碩士研究生，主要從事土壤環(huán)境重金屬污染物方面的研究。E-mail：913029795@qq.com

*通信作者：尹光彩E-mail：gcyin@163.com