重金屬Cd脅迫下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子萌發(fā)及生長的影響

李柯，施寵，李昊宇，王文全，李陽

(新疆農(nóng)業(yè)大學(xué)草業(yè)與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，烏魯木齊 830052)

0 引 言

【研究意義】鎘(Cd)是備受關(guān)注的重金屬元素之一，具有移動(dòng)性強(qiáng)、毒性大、周期長、難降解等特點(diǎn)[1]。Cd具有較強(qiáng)的化學(xué)活性，是植物生長發(fā)育過程中非必需的金屬元素之一，和其他重金屬相比，更容易被植物吸收和積累，植物大量吸收后會(huì)產(chǎn)生脅迫作用，對(duì)植物種子萌發(fā)、生長發(fā)育、生理生化過程都會(huì)造成不同程度的影響[2-4]。2014年7月發(fā)布的《全國污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，耕地點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，在無機(jī)污染物中Cd排在首位[5]。在對(duì)石河子墾區(qū)耕地土壤重金屬調(diào)查和評(píng)價(jià)時(shí)，以新疆土壤背景值為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，已達(dá)到重度污染水平，累積現(xiàn)象明顯[6]。在對(duì)烏魯木齊市南郊農(nóng)田土壤鎘污染進(jìn)行調(diào)查時(shí)，發(fā)現(xiàn)南郊農(nóng)田中鎘含量超標(biāo)的面積達(dá)到28.36%，其中兩個(gè)鄉(xiāng)的土壤鎘含量平均值已經(jīng)接近臨界的警示值[7]。在對(duì)新疆溫宿縣土壤重金屬含量進(jìn)行評(píng)價(jià)時(shí)，就單因子潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指數(shù)而言，重金屬Cd處于中生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度[8]。利用微生物，尤其是共生微生物來提高植物對(duì)重金屬的耐受性從而降低重金屬對(duì)植物的為害是目前國際研究的熱點(diǎn)領(lǐng)域。研究重金屬脅迫下內(nèi)生真菌-德蘭臭草共生體種子萌發(fā)和生長的影響，對(duì)解決新疆污染問題具有重要的意義。【前人研究進(jìn)展】德蘭臭草(Melicatranssilvanica)是禾本科臭草屬多年生草本植物，主要分布于歐洲、中亞地區(qū)、俄羅斯西伯利亞等地，在我國沿天山北坡廣泛分布，主要生長于海拔800～2 000 m的落葉闊葉林下或干旱灌叢中及向陽干山坡[21]。禾草內(nèi)生真菌廣泛存在于禾草家族中并具有多樣性，在早熟禾亞科的冷季型草中分布最廣[9]。有研究表明，這些禾草內(nèi)生真菌賦予宿主植物很強(qiáng)的競(jìng)爭(zhēng)能力，可以提高植物的抗旱性[10-12]、抗鹽堿性[13-16]等。有研究報(bào)道了內(nèi)生真菌和植物的共生體能增強(qiáng)宿主植物對(duì)重金屬的耐受性，內(nèi)生真菌侵染可以改善宿主高羊茅(Festucaarundinacea)的Zn耐受性[17]，也可以提高細(xì)羊茅(F.stapfii)[18]、紫羊茅(F.rubra)[19]對(duì)Al脅迫的耐受性，帶菌的多年生黑麥草(Loliumperenne)可以積累更多的Cd元素[20]。【本研究切入點(diǎn)】2014～2018年間，沿天山北坡調(diào)查采樣時(shí)發(fā)現(xiàn)德蘭臭草都系統(tǒng)性地被內(nèi)生真菌侵染[22]。研究利用廣泛生長在天山北坡的德蘭臭草，分析新疆本地土壤重金屬鎘污染情況。【擬解決的關(guān)鍵問題】以德蘭臭草種子(E+)為對(duì)象，以高溫干熱獲取不帶菌種子(E-)，用不同濃度的CdCl2(5/2 H2O)對(duì)種子進(jìn)行脅迫實(shí)驗(yàn)，研究Cd對(duì)(E+)(E-)種子萌發(fā)、植株生長生理及植株內(nèi)Cd含量的變化，為評(píng)價(jià)共生微生物增強(qiáng)植物重金屬耐性和重金屬Cd污染防治提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材 料

德蘭臭草種子于2016年7月采自烏魯木齊縣小渠子鄉(xiāng)(N43°34′23.52″、E87°5′4.92″、H 1387 m)。選取大小均一、飽滿、色澤均勻、表皮光滑無損傷的種子。

1.2 方 法

1.2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

采用高溫干熱的方法獲得德蘭臭草不帶菌(E-)種子[23]。將得到的E+和E-種子先用自來水沖洗3～4次，2%的次氯酸鈉溶液振蕩8 min，蒸餾水沖洗數(shù)遍，再用75%的酒精清洗5 min，在超凈工作臺(tái)用無菌水清洗數(shù)遍待用。

采用濾紙發(fā)芽床法進(jìn)行種子萌發(fā)，運(yùn)用雙因素完全隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，重金屬Cd脅迫，將CdCl2配成0、9、30、60、150、200、300 mg/L 7個(gè)濃度；內(nèi)生真菌感染狀況(E+和E-)，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)，每個(gè)培養(yǎng)皿中放置50粒種子，持續(xù)15 d。分別向每個(gè)培養(yǎng)皿中加入10 mL不同濃度的CdCl2溶液，以加蒸餾水作為對(duì)照，逐日觀察種子發(fā)芽數(shù)(以胚芽長度達(dá)到種子一半為種子發(fā)芽的判斷標(biāo)準(zhǔn)[24])。

1.2.2 指標(biāo)測(cè)定

按照以下公式計(jì)算萌發(fā)率、發(fā)芽勢(shì)、萌發(fā)指數(shù)、活力指數(shù)、根冠比、轉(zhuǎn)移系數(shù)、根系耐性系數(shù)：

萌發(fā)率=(15 d發(fā)芽的種子數(shù)/種子的總數(shù))×100%；

發(fā)芽勢(shì)=(前5 d發(fā)芽的種子數(shù)/種子的總數(shù))×100%；

發(fā)芽指數(shù)GI=∑Gt/Dt(Gt為不同時(shí)間發(fā)芽數(shù)，Dt為相應(yīng)發(fā)芽天數(shù))；

活力指數(shù)VI=GI×S[25](式中：S為種苗的鮮重，GI為發(fā)芽指數(shù))；

根冠比=地下生物量/地上生物量[26]；

轉(zhuǎn)移系數(shù)=地上部分鎘含量/根部鎘含量[27]；

根系耐性系數(shù)=處理組根的平均長度/對(duì)照組根的平均長度[28]。

重金屬脅迫處理結(jié)束后，用直尺測(cè)量幼苗的芽長、根長；用分析天平稱量每個(gè)處理的鮮重、干重。用石墨爐原子吸收法(TAS-990)測(cè)定幼苗中的重金屬Cd含量。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 19.0軟件對(duì)所測(cè)數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，用平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤表示測(cè)定結(jié)果，采用單因素方差分析檢驗(yàn)帶菌與不帶菌(E+與E-)種子間和Cd脅迫處理間的差異，采用雙因素方差分析檢驗(yàn)內(nèi)生真菌感染與Cd脅迫之間的交互作用，用Duncan法對(duì)同一指標(biāo)測(cè)得的數(shù)據(jù)進(jìn)行多重比較。采用Excel 2003進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 Cd脅迫和內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子萌發(fā)指標(biāo)的影響

不同濃度的Cd脅迫對(duì)德蘭臭草種子的萌發(fā)指標(biāo)都有極顯著的影響(P<0.01)，內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、發(fā)芽指數(shù)存在極顯著影響(P<0.01)，對(duì)活力指數(shù)存在顯著影響(P<0.05)。Cd脅迫與內(nèi)生真菌感染之間的交互作用對(duì)萌發(fā)指標(biāo)都存在極顯著影響(P<0.01)。表1

隨著Cd脅迫濃度的升高，德蘭臭草種子的萌發(fā)指標(biāo)均呈先升高后下降的趨勢(shì)。當(dāng)脅迫濃度為30 mg/L時(shí)，E+和E-的發(fā)芽率和發(fā)芽勢(shì)都顯著高于對(duì)照(P<0.05)，且E+顯著高于E-(P<0.05)。當(dāng)脅迫濃度大于150 mg/L時(shí)，德蘭臭草種子的發(fā)芽率和發(fā)芽勢(shì)普遍呈下降趨勢(shì)，且均顯著低于對(duì)照(P<0.05)，E+顯著高于同一脅迫濃度下的E-(P<0.05)。圖1，圖2

E+的發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)在30 mg/L濃度時(shí)均達(dá)到最大值，分別為54.91、7.39，且顯著高于對(duì)照(P<0.05)。E-的發(fā)芽指數(shù)在60 mg/L濃度時(shí)達(dá)到最大值，為50.19；E-的活力指數(shù)在30 mg/L濃度時(shí)達(dá)到最大值，為7.11，二者均顯著高于對(duì)照(P<0.05)。脅迫濃度在150 mg/L以上時(shí)的發(fā)芽指數(shù)和活力指數(shù)均顯著低于對(duì)照(P<0.05)。同一脅迫濃度下，除了60 mg/L，其余E+的發(fā)芽指數(shù)都顯著高于E-(P<0.05)。30 mg/L以上的脅迫濃度時(shí)，E+種子的活力指數(shù)顯著低于對(duì)照(P<0.05)。脅迫濃度低于150 mg/L時(shí)，E+種子的活力指數(shù)顯著高于同一濃度下的E-(P<0.05)。圖3，圖4

表1 內(nèi)生真菌感染和重金屬 Cd 脅迫處理對(duì)德蘭臭草影響的雙因素方差

Table1Two-wayANOVAoftheinfluenceofendophyteinfectionandCd2+stressonMelicatranssilvanica

變量Variable內(nèi)生真菌感染Endophyte infection鎘脅迫Cd2+ stress交互作用InteractionFSig.FSig.FSig.發(fā)芽率 Germination rate82.81**1 191.62**18.57**發(fā)芽勢(shì) Germination potential76.00**280.88**12.04**發(fā)芽指數(shù) Germination index104.55**648.89**9.53**活力指數(shù) Vitality index7.41*487.75**6.75**芽長 Bud length112.26**4 620.05**49.12**根長 Root length28.17**1 613.90**10.613**幼芽鮮重 Bud fresh weight0.99NS352.18**13.40**幼根鮮重 Root fresh weight11.44**100.01**5.07**幼芽干重 Bud dry weight25.09**89.71**6.20**幼根干重 Root dry weight10.60**232.64**7.08**根冠比 Root-shoot ratio0.065NS57.41**25.589**幼芽重金屬Cd含量 Cd2+ content467.52**4 126.88**38.26**幼根重金屬Cd含量 Cd2+ content100.27**711.18**12.94**鎘轉(zhuǎn)移系數(shù) Cd transfer coefficient6.505*837.868**0.759NS根系耐性系數(shù) Root tolerance coefficient25.33**1 349.37**121.63**

注：NS表示差異不顯著，*表示差異顯著(P<0.05)，**表示差異極顯著(P<0.01)

Note: NS indicates that the difference is not significant,* indicates that the difference is significant(P<0.05), ** indicates that the difference is very significant(P<0.01)

圖1 不同濃度Cd脅迫下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子發(fā)芽率變化

Fig.1 Effect of endophyte infection on germination rate ofMelicatranssilvanicaunderdifferentCd2+concentrations

圖2 不同濃度Cd脅迫下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子發(fā)芽勢(shì)變化

Fig.2 Effect of endophyte infection on germination percentage ofMelicatranssilvanicaunderdifferentCd2+concentrations

圖3 不同濃度Cd脅迫下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子發(fā)芽指數(shù)變化

Fig.3 Effect of endophyte infection on germination index ofMelicatranssilvanicaunderdifferentCd2+concentrations

圖4 不同濃度Cd脅迫下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子活力指數(shù)變化

Fig. 4 Effect of endophyte infection on vitality index ofMelicatranssilvanicaunderdifferentCd2+concentrations

2.2 Cd脅迫和內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草幼苗生長的的影響

研究表明，不同濃度的Cd脅迫對(duì)德蘭臭草幼苗的生長指標(biāo)都有極顯著的影響(P<0.01)。內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草幼苗的芽長、根長、幼芽干重、幼根鮮重、幼根干重都具有極顯著的影響(P<0.01)，對(duì)活力指數(shù)和Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)具有顯著影響(P<0.05)，對(duì)幼苗的幼芽鮮重和根冠比沒有顯著影響(P<0.05)。Cd脅迫和內(nèi)生真菌感染的交互作用除對(duì)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)沒有顯著影響外，對(duì)德蘭臭草幼苗其余的測(cè)定指標(biāo)都存在極顯著的影響(P<0.01)。

隨著脅迫濃度的升高，德蘭臭草幼苗的芽長都顯著低于對(duì)照(P<0.05)，根長除9 mg/L外，都顯著低于對(duì)照(P<0.05)。同一脅迫濃度下，E+芽長顯著高于E-(P<0.05)。9 mg/L脅迫濃度時(shí)，E+和E-根長都顯著高于對(duì)照，且E+高于E-，但二者之間不存在顯著性差異(P<0.05)。

當(dāng)脅迫濃度為9 mg/L時(shí)，E+幼芽鮮重和幼根鮮重都顯著高于對(duì)照(P<0.05)，而E-只有幼根鮮重顯著高于對(duì)照(P<0.05)；在30 mg/L的脅迫濃度時(shí)，E-的幼芽鮮重顯著高于對(duì)照(P<0.05)，且顯著高于E+(P<0.05)；幼根鮮重在60 mg/L的脅迫濃度時(shí)，E-顯著高于對(duì)照(P<0.05)，且顯著高于E+(P<0.05)；60 mg/L以上，幼芽和幼根鮮重都顯著低于對(duì)照(P<0.05)。

隨著脅迫濃度的升高，幼芽干重和幼根干重都呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)，都顯著高于對(duì)照(P<0.05)。脅迫濃度在30 mg/L時(shí)，E-芽長干重大于E+，但二者之間不存在顯著性差異(P<0.05)。在脅迫濃度為60 mg/L時(shí)，E+的幼芽和幼根干重都顯著大于E-(P<0.05)。隨著脅迫濃度的增加，幼苗的根冠比呈現(xiàn)逐漸增大的趨勢(shì)，在脅迫濃度為9和60 mg/L時(shí)，E+的根冠比顯著低于E-(P<0.05)。脅迫濃度在150 mg/L及以下時(shí)，隨著脅迫濃度的升高，Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)逐漸增大，且任何兩個(gè)濃度之間都具有顯著性差異(P<0.05)。濃度小于150 mg/L時(shí)，E-的轉(zhuǎn)移系數(shù)高于同一濃度下的E+，但二者之間不存在顯著性差異(P<0.05)，當(dāng)脅迫濃度達(dá)到150 mg/L時(shí)，E-轉(zhuǎn)移系數(shù)顯著高于E+(P<0.05)。當(dāng)脅迫濃度為9 mg/L時(shí)，根系耐性系數(shù)>1。當(dāng)脅迫濃度為30 mg/L時(shí)，E+的根系耐性系數(shù)顯著高于E-(P<0.05)，其余濃度下，E+的根系耐性系數(shù)高于E-，但二者之間不存在顯著性差異(P<0.05)。表2

2.3 不同Cd2+處理下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草幼苗中Cd2+含量的影響

不同濃度的鎘脅迫和內(nèi)生真菌感染都顯著影響了德蘭臭草幼苗中的Cd2+含量(P<0.05)，且二者之間的交互作用對(duì)德蘭臭草幼苗中的Cd2+含量具有極顯著的影響(P<0.01)，研究表明，不同脅迫濃度下，幼芽、幼根重金屬含量都顯著高于對(duì)照(P<0.05)。隨著脅迫濃度的升高，幼芽中的重金屬含量呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)。同一脅迫濃度下，德蘭臭草幼根中的重金屬含量顯著高于幼芽(P<0.05)，幼芽E-顯著高于E+(P<0.05)。脅迫濃度小于150 mg/L時(shí)，E-幼根中的重金屬含量均顯著高于E+(P<0.05)。表3

3 討 論

3.1 Cd脅迫和內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草種子萌發(fā)指標(biāo)的影響

植物生長在重金屬污染的環(huán)境介質(zhì)中，會(huì)吸收過量的重金屬，從而對(duì)植物的膜系統(tǒng)造成一定程度的為害，進(jìn)一步會(huì)影響植物各細(xì)胞器的結(jié)構(gòu)和功能[29]。鎘是一種毒性很強(qiáng)的重金屬，高濃度的鎘脅迫會(huì)擾亂水分平衡、降低細(xì)胞膜的通透性，導(dǎo)致細(xì)胞損傷，進(jìn)而抑制植物生長發(fā)育[30-31]。研究在對(duì)種子萌發(fā)指標(biāo)的評(píng)價(jià)中，發(fā)現(xiàn)在脅迫濃度低于30 mg/L時(shí)，種子的萌發(fā)指標(biāo)都高于對(duì)照，高濃度下強(qiáng)烈抑制種子萌發(fā)。這與劉雪云[32]、周秋峰[33]等得出的結(jié)論一致。周秋峰等[33]發(fā)現(xiàn)在25 mg/L Cd2+脅迫下，在一定程度上促進(jìn)小麥種子的萌發(fā)，高濃度脅迫對(duì)小麥種子萌發(fā)產(chǎn)生了強(qiáng)烈的抑制作用；劉雪云等[32]發(fā)現(xiàn)在1 mg/kg時(shí)，可以刺激天藍(lán)苜蓿的生長，高濃度Cd對(duì)天藍(lán)苜蓿產(chǎn)生了毒害作用，影響了呼吸作用和生長代謝。在低濃度脅迫下，植物可通過排斥、固定、抗氧化酶、絡(luò)合等達(dá)到解毒作用，重金屬離子可刺激金屬硫蛋白和植物螯合態(tài)的合成，從而促進(jìn)脅迫蛋白的合成與積累[34]。隨著脅迫濃度的升高，植物蛋白酶和淀粉酶的活性會(huì)受到抑制，從而植物代謝所需要的物質(zhì)和能量都會(huì)受到影響，最終會(huì)導(dǎo)致種子萌發(fā)受到抑制[35]。研究種子萌發(fā)指標(biāo)表現(xiàn)出"低促高抑"的現(xiàn)象，可能是因?yàn)榈蜐舛让{迫促進(jìn)了脅迫蛋白的合成與積累，高濃度脅迫抑制了植物所需的物質(zhì)和能量的合成，最終導(dǎo)致種子萌發(fā)收到抑制。

表3 不同Cd2+處理下內(nèi)生真菌感染下德蘭臭草幼苗中Cd2+含量變化

Table 3 Effects of endophyte infection on Cd2+ content of Melica transsilvanica under different Cd2+ concentrations

不同植株鎘含量(mg/kg)鎘處理 Cd2+ concentration (mg/L)093060150200300幼芽Bud dryE+-32.49±0.88k63.75±1.57i73.18±1.79h112.41±1.99d97.92±2.31e138.80±0.52aE--42.30±1.46i85.00±2.86g93.20±4.30f124.70±2.93b119.98±0.61c139.69±2.13a幼根Root dryE+-259.88±22.78d237.02±4.91e298.98±0.56c219.68±2.13e339.65±1.46b-E--312.78±12.41c309.19±6.83c368.93±1.53a232.15±1.36e--

注：同列、同行不同小寫字母表示處理間差異顯著(P<0.05)

Note: Different small letters in the same column and the same line indicate significant difference (P<0.05)

3.2 Cd脅迫和內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草幼苗生長的的影響

根系是植物吸收養(yǎng)分和水分的重要器官，其形態(tài)直接或間接影響地上部的生長和發(fā)育[36]。王喆和王強(qiáng)[37]研究指出，當(dāng)Cd對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用時(shí)，會(huì)表現(xiàn)在根部的形態(tài)和生理功能的改變上。研究中當(dāng)脅迫濃度大于30 mg/L時(shí)，主根長度逐漸減小，達(dá)到200 mg/L以上時(shí)，主根不再生長。劉建新[38]在對(duì)玉米幼苗的研究中有相似的結(jié)論，發(fā)現(xiàn)當(dāng)脅迫濃度大于50 mg/L時(shí)，根系長度減小。植物的根部直接接觸鎘溶液，吸收的鎘不易向地上部分運(yùn)輸而積累在根部，活性氧大量積累，導(dǎo)致膜脂過氧化和脫脂化，進(jìn)而影響細(xì)胞正常的生理功能[39]。研究中根冠比隨著Cd脅迫濃度的增加逐漸增大，且脅迫濃度達(dá)到150 mg/L以上時(shí)，幼芽的生長速率明顯高于幼根，表明根系吸收了大量的重金屬，阻礙了重金屬離子向地上部分的遷移，減少了對(duì)芽的損傷，最終導(dǎo)致根受抑制的程度大于芽的受抑制程度[40]。研究中隨著脅迫濃度的升高，無論是幼芽還是幼根，干物質(zhì)的量都呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)，重金屬脅迫使宿主增加了干物質(zhì)的積累。可能是因?yàn)榉N子萌發(fā)時(shí)，胚根最先突破種皮，并始終完全與脅迫液接觸，導(dǎo)致其根尖細(xì)胞受到傷害，從而影響水分和養(yǎng)分的吸收及向上運(yùn)輸，從而影響幼芽、幼根伸長及造成干物質(zhì)的積累[41]。植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移系數(shù)表示植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)移能力，與植物的生理生化等因素密切相關(guān)[42]。研究中，脅迫濃度在150 mg/L及以下時(shí)，隨著脅迫濃度的升高，Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)逐漸增大，到達(dá)地上部分的Cd越多，對(duì)地上部分的毒害作用越大。

有研究報(bào)道內(nèi)生真菌的侵染有效緩解了Cd毒害對(duì)醉馬草(Achnatheruminebrians)、披堿草(Elymusdahuricus)種子萌發(fā)和幼苗生長的影響[43-44]。研究發(fā)現(xiàn)種子的萌發(fā)指標(biāo)及芽長、根長，E+顯著高于E-(P<0.05)，且E-的轉(zhuǎn)移系數(shù)高于E+，表明內(nèi)生真菌的侵染有效緩解了Cd對(duì)德蘭臭草種子萌發(fā)和生長的毒害作用。

3.3 不同Cd2+處理下內(nèi)生真菌感染對(duì)德蘭臭草幼苗中Cd2+含量的影響

有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)內(nèi)生真菌感染會(huì)導(dǎo)致高羊茅植物根系分泌物中酚類物質(zhì)含量的增加[45]，進(jìn)一步的研究發(fā)現(xiàn)高羊茅根系分泌物會(huì)使鋁、銅等重金屬的毒性顯著降低[46-47]。研究發(fā)現(xiàn)內(nèi)生真菌侵染可以降低德蘭臭草E+幼苗中的Cd2+的含量。同一脅迫濃度下德蘭臭草幼根中的重金屬含量顯著高于幼芽，E-顯著高于E+(P<0.05)表明內(nèi)生真菌顯著降低了根系中鎘的含量，可能是因?yàn)閮?nèi)生真菌促進(jìn)德蘭臭草根部分泌了更多的酚類物質(zhì)，減少了鎘在根部的積累，進(jìn)一步降低了植株整體的鎘含量。

4 結(jié) 論

4.1 Cd脅迫濃度低于30 mg/L時(shí)，種子的萌發(fā)指標(biāo)均高于對(duì)照；脅迫濃度高于30 mg/L時(shí)，種子的各萌發(fā)指標(biāo)呈下降趨勢(shì)，脅迫濃度達(dá)到200 mg/L以上時(shí)，強(qiáng)烈抑制種子萌發(fā)。

4.2 隨著脅迫濃度的升高，無論是幼芽還是幼根，干物質(zhì)的量都呈現(xiàn)增加的趨勢(shì)，且Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)逐漸增大。

4.3 脅迫濃度小于150 mg/L時(shí)，E+的發(fā)芽率、發(fā)芽勢(shì)、活力指數(shù)均顯著高于同一濃度下的E-(P<0.05)而且德蘭臭草幼根中的重金屬含量顯著高于同一濃度下的幼芽(P<0.05)，E-植株中的Cd含量顯著高于E+植株(P<0.05)。內(nèi)生真菌的侵染有效緩解了Cd對(duì)德蘭臭草種子萌發(fā)和生長的毒害作用，進(jìn)一步證實(shí)了共生微生物能增強(qiáng)宿主德蘭臭草對(duì)重金屬Cd的耐受性。