丛枝菌根真菌对紫羊茅镉吸收与分配的影响

丛枝菌根真菌对紫羊茅镉吸收与分配的影响摘要采用盆栽方法模拟土壤Cd污染状况，研究接种丛枝菌根真菌对紫羊茅生长及对Cd吸收、分配的影响。结果表明，土壤加Cd15～50mg.kg-1对菌根侵染率无显著影响；在不加Cd的土壤中，接种菌根真菌有助于Cd的吸收和向地上部的运输；在Cd污染土壤中，接种菌根真菌并未明显改善紫羊茅的磷营养状况，并且也没有明显增加紫羊茅的生物量，但是地上部的Cd浓度和吸收量均显著低于不接种的处理，其原因是菌根真菌强化了Cd在紫羊茅根系的固持作用，减少Cd在地上部的分配比例，从而降低了紫羊茅地上部对Cd的积累。试验还观察到，不同菌根真菌对紫羊茅吸Cd量的影响具有一定差异，Glomusintraradices在Cd污染的土壤中对Cd吸收的抑制效应大于Glomousmosseae。这些结果一方面说明菌根真菌侵染是紫羊茅地上部Cd含量减少的直接原因，同时也反映出在自然生态系统中，作为污染物由土壤环境进入食物链系统的门户之一的丛枝菌根真菌在调节生态系统中重金属Cd的生物循环、减轻重金属Cd对食物链的污染风险方面发挥着重要作用。关键词镉污染丛枝菌根紫羊茅饲草食物链EffectofArbuscularMycorrhizalFungionCadmiumuptakeanddistributioninFestucarubraPlantAbstract:EffectofarbuscularmycorrhizalfungioncadmiumuptakeanddistributioninFestucarubraLinn.plantwasinvestigatedwithapotculturingingreenhouse.CadmiumwasaddedtoasandyloamsoilasCdSO4.8H2Oat0、15、50mg.kg-1.Thesoilswerepreculturedforthreeweeksbeforesowingtheplantseeds.TwoAMfungi,Glomusmosseae(BEG168)andGlomusintraradices(BEG141)wereinoculatedtoplants,whileanon-inoculatingcontrolwassetup.Theplantswereharvestedthreetimesat70d,105dand210drespectivelyaftersowing.Atthefirstandsecondharvests,onlyshootswerecutandatthethirdharvest,bothshootandrootwereharvested.Threereplicationsweresetforeachtreatment.Mycorrhizalcolonization,plantdryweight,PconcentrationandCdconcentrationweremeasured.Theresultsshowedthatadditionof15and50mg/kgCdinsoildidnotreducemycorrhizalcolonization.PconcentrationinshootofFestucarubraplantwasnotsignificantlyaffectedbyinoculatingwiththebothAMfungalspecies,whilethedryweightsofFestucarubraplantofmycorrhizalplantswerelowerthanthatofnon-mycorrhizalplant.UnderCdcontaminatedsoilcondition,arbuscularmycorrhizalfungistrengthenedthebiofixingofCdinrootandreducedCdtranslocationfromroottoshoot,whichinduceddecreasingofCdconcentrationinshootinallthreeharvestsandrootatthefinalharvest.ThetotalaccumulationofCdinbothshootandrootinmycorrhizalplantswerealsolowerthanthatofnon-mycorrhizalplants.Forexample,at50mg.kg-1Cdlevel,CdconcentrationandCduptakeinmycorrhizalplantsweredecreasedby50%and60%respectivelycomparingwithnon-mycorrhizalplant.ThetwofungalspeciesshoweddifferenteffectivenessinreducingCdconcentrationinplantshoot.TherelativereducingrateofG.mosseaewas25%,whileG.intraradiceswas52%-55%atbothCdadditionlevels.OurresultsimpliedthatmycorrhizalfungicolonizationmaybethedirectcauseforthereductionofCduptakeinFestucarubra.Itisconcludedthatarbuscularmycorrhizalfungi,oneoftheentrancesforcontaminantsfromsoilenvironmenttofoodchain,playsancrucialimportantroleinregulatingCdbiorecyclinginecosystemandinalleviatingthestressofCdcontaminationonfoodchain.Keywords:Cadmiumcontamination,Arbuscularmycorrhizalfungi,FestucarubraLinn.,Foragegrass,Foodchain采矿、金属冶炼过程和使用含重金属的工业废水污灌导致农田、草地土壤重金属元素累积[1-2]，并成为重金属的潜在污染区。作为重要的初级生产者，牧草对重金属吸收与分配直接影响着整个食物链，并会危及人类的生命与健康。探索在发生污染的情况下，如何阻止重金属元素通过牧草进入食物链、或使其减少到卫生许可标准范围内的方法具有现实的意义。丛枝菌根是植物根系与丛枝菌根真菌（Arbuscularmycorrhizalfungi，简称AM真菌）形成的一种共生体，这种共生体广泛存在于各类生态环境中，对改善植物的营养状况、促进植物生长具有重要作用[3]。近年来,有关重金属污染环境中菌根真菌生物多样性、菌根真菌与植物相互作用的研究受到了广泛的重视[4-7，9-10]，这些研究工作的目标大多是以阐明菌根真菌提高植物耐重金属毒害机理为目的的。研究表明，在重金属污染地带和废弃矿区生存的植物中有很多能够形成丛枝菌根共生体[6-8]，AM真菌侵染能够降低植株地上部重金属浓度，从而提高植物对重金属元素毒害的抗性[9-10]，其主导机制是菌根结构（包括植物根系和菌根菌丝体）对重金属元素固持作用[10]。然而，菌根真菌也是物质从土壤进入植物体内的重要通道之一。菌根真菌降低植物体内重金属元素浓度的效应能否表现在改善牧草品质方面？如果能的话，其潜力有多大？迄今为止对于这些问题尚缺乏深入了解。本试验在模拟重金属Cd污染的条件下，研究了接种丛枝菌根菌对紫羊茅生长、磷营养和对Cd的吸收的影响，探讨丛枝菌根真菌减少重金属在紫羊茅体内累积的作用，为评价丛枝菌根真菌调节重金属元素在生态系统食物链中传递中的作用提供依据。1材料与方法1.1供试材料试验在温室内进行，宿主植物为紫羊茅(FestucarubraLinn.)，供试丛枝菌根真菌为Glomusmosseae(Nicol.andGerd.)GerdemannandTrappe和GlomusintraradicesSmithandSchenck,供试土壤为北京市丰台区卢沟桥的低磷砂壤土,其基本理化性状为有机质含量3.0mg.kg-1；全氮0.018mg.kg-1；速效磷土3.4mg.kg-1；速效钾33.6mg.kg-1；全Cd0.015mg.kg-1；pH=8.67（水浸提，水土比2.5：1）土壤风干后过1mm筛，在120°C下高压蒸汽灭菌2h。1.2试验方法试验设计设3个Cd水平，即0、15、50mg.kg-1，将含Cd试剂（CdSO4.8H2O）与土壤混合均匀，每个施Cd水平下分别设不接种（-M）、接种G.mosseae和G.intraradices3个处理，每个处理重复３次。每盆装土280g，播种前施底肥300mg.kg-1N(NH4NO3)、125mg.kg-1K2O(K2SO4),20mg.kg-1P2O5(K2HPO4)。在植物生长期间，追施N100mg.kg-1，K2O50mg.kg-1，以保障植株生长不受其它营养胁迫。接种菌根真菌接种处理每盆加入接种剂30g（三叶草为宿主植物繁殖4个月后，由含有菌丝,孢子的根段和根际土壤制得），不接种处理每盆加经过灭菌处理的接种剂30g和不灭菌接种剂的滤液15mL以保证土壤微生物区系一致性。播种将紫羊茅种子在10%H2O2中浸泡10min进行表面消毒后，置于湿润的滤纸上催芽。发芽后，每盆播30粒，并在土壤表面覆盖一层约0.5cm粗河砂以减少水分蒸发。试验在温室中进行，温度维持在20ºC~25ºC。光照时间为14h·d-1，每天早晨07:00~08:00点和下午17:00~21:00点用生物镝灯补充光照，其余时间靠自然光照。收获和测定紫羊茅播种后70d、105d和210d时分3次分别取样，第1次和第2次取样时只从茎基部生长点以上剪取地上部；第3次取样时收获地上部和根系，取出的根系洗净后，称取0.5g鲜根用锥虫蓝染色，方格交叉法测定菌根侵染率[11]；根系其余部分和各次收获的地上部均经烘干、磨细后，用钒钼黄比色法测定含磷量；用原子吸收测定植株含Cd量；其它项目均采用常规方法[12]。通过下列公式计算菌根侵染率和菌根抑制吸收Cd的效应：菌根侵染率（%）=（菌根长度/总根长度）×100（1）菌根抑制效应（%）=（非菌根植物吸Cd量-菌根植物吸Cd量）/菌根植物吸Cd量×100（2）应用SAS6.01系统[13]对试验数据进行统计分析，5%水平下LSD多重比较检验各处理平均值之间的差异显著性。2结果分析2.1菌根侵染率和植株生长各处理菌根侵染率及紫羊茅生物量的测定结果见表1。所有不接种的处理根部未观察到菌根真菌侵染。随着土壤施Cd水平的增加，G.mosseae和G.intraradices对紫羊茅根系的菌根侵染率无明显变化，表明两种菌根真菌对Cd毒害有较高的耐性。由表1可以看出，随着施Cd水平的增加，紫羊茅地上部和根系生物量都显著降低，反映出Cd污染显著抑制了紫羊茅的生长。接种菌根真菌对紫羊茅的生长未表现出促进作用。在第1次和第3次收割时，接种处理与不接种处理的植株生物量没有显著差异，而在第2次收割时接种菌根真菌对植株生长表现为显著的抑制作用。表１不同施Cd水平下，不接种(-M)、接种G.mosseae和G.intraradices的紫羊茅生长量和菌根侵染率Table1DryweightofFestucarubraplantsinoculatingwithout(-M)orwithG.mosseae(M1)andG.intraradices(M2).Theshootswereharvestedthreetimesat10,15and30weeksaftersowing,androotswereharvestedat30weeksaftersowing.处理Treatmment菌根侵染率Colonizaation//%地上部干重Shoootdrryweiight/g根干重Rootdryyweigght/gCd水平Cdlevells/(mg.kg--1)接种Inoculattion第一次收获Firsthaarvestt第二次收获Secondhharvesst第三次收获Thirdhaarvestt三次总量Totaloffthethreeeharvvest0-M01.93±0.0061.74±0.0074.23±0.1187.90±0.0081.81±0.222G.mosseeae45±41.80±0.2231.41±0.1133.90±0.4447.11±0.5551.63±0.229G.intraaradicces46±11.74±0.1181.28±0.0094.13±0.2237.16±0.1151.30±0.22015-M01.76±0.111.25±0.3313.91±0.1106.93±0.4461.51±0.333G.mosseeae46±11.66±0.3361.37±0.2234.42±0.3367.45±0.9951.38±0.447G.intraaradicces50±51.66±0.0111.12±0.1184.09±0.0086.87±0.1111.23±0.22550-M01.56±0.1161.39±0.1113.23±0.3326.18±0.4411.64±0.225G.mosseeae45±31.37±0.1151.26±0.0083.79±0.2276.42±0.3361.50±0.224G.intraaradicces60±51.24±0.1110.95±0.0083.53±0.3385.71±0.5551.28±0.117CdsssnsnssMycorrhiizasssssnsCd×Mycorrrhizaasnsnsnsnsns注：表中数据为3次重复的平均值和标准误差;s表示方差分析达5％显著显著水平，ns表示不显著。Notes:ValuesinthetableareMean±SEfromthreereplications.sindicatesP<0.05;nsindicatesP≥0.052.2植株的磷营养由表2可以看出，随着土壤加Cd量的增加，各处理的植株地上部磷含量逐渐降低。在相同土壤Cd水平下，第9周时，接种处理的植株地上部磷含量低于相应的对照处理；到第15周时，该趋势相反；到第30周，各接种处理的植株P含量无显著差异。分次收割紫羊茅地上部使土壤中的P不断耗竭，随着生育期延长紫羊茅地上部含磷量呈逐渐降低的趋势（表2）,在第30周收获时，植株叶片均表现出了明显的缺磷症状。表２不同施Cd水平下，不接种(-M)、接种G.mosseae(M1)和G.intraradices(M2)的紫羊茅体内含磷量的动态变化Table2PstatusofFestucarubraplantsinoculatingwithout(-M)orwithG.mosseae(M1)andG.intraradices(M2).Theshootswereharvestedthreetimesat10,15and30weeksaftersowing,androotswereharvestedat30weeksaftersowing.处理Treatmennt地上部Shoot根部RootCd水平/mg.kg-11接种Inoculattion第一次收获磷含量量PConc.atfiirsthharvesst/%第二次收获磷含量PConc.atseecondharvvest/%第三次收获磷含量PConc.atthhirdhharvesst/%总吸磷量TotalPuptakke/mg磷含量PConc.atthhirdhharvesst/%吸磷量Puptakee/mg0-M0.26±0.0010.14±0.0010.09±0.0011.11±0.0050.10±0.0000.17±0.002G.mosseeae0.23±0.0010.15±0.0010.08±0.0010.96±0.110.11±0.0010.15±0.002G.intraaradicces0.21±0.0020.16±0.0020.08±0.0010.90±0.0040.11±0.0000.13±0.00215-M0.24±0.0020.13±0.0010.07±0.0000.86±0.0060.09±0.0010.14±0.003G.mosseeae0.22±0.0010.16±0.0010.07±0.0010.90±0.1180.11±0.0010.14±0.004G.intraaradicces0.18±0.0020.16±0.0020.08±0.0010.81±0.0070.10±0.0010.12±0.00250-M0.20±0.0020.11±0.0010.06±0.0010.66±0.0040.10±0.0010.16±0.003G.mosseeae0.19±0.0020.16±0.0020.07±0.0000.71±0.0030.10±0.0010.15±0.002G.intraaradicces0.17±0.0020.16±0.0020.08±0.0010.64±0.0070.11±0.0010.12±0.002CdssnsssnsMycorrhiizasnsssssCd×Mycorrrhizaansnssnsnsns注：表中数据为3次重复的平均值和标准误差;s表示方差分析达5％显著显著水平，ns表示不显著。Notes:ValuesinthetableareMean±SEfromthreereplications.sindicatesP<0.05;nsindicatesP≥0.05.2.3Cd的吸收与分配由表3可以看出，随着施Cd水平的提高，各处理的植株地上部的Cd浓度均显著升高。在土壤不加Cd的处理中，接种与不接种的紫羊茅植株体内的Cd浓度无显著差异;与不接种处理的植株地上部Cd浓度相比，在土壤加Cd15、50mg.kg-1时接种处理的植株地上部吸Cd浓度显著降低，并且这一现象在3次收割时表现一致。如在土壤施Cd50mg.kg-1时，接种处理比相应对照处理的植株地上部的Cd浓度降低了近1倍，总吸Cd量减少了60%。在土壤Cd污染情况下根系中Cd的浓度在接种与不接种菌根真菌处理之间没有显著差别，但是接种菌根真菌处理的根系内Cd累积量均低于相应的不接种对照的。上述结果说明在土壤Cd污染的情况下，给紫羊茅接种菌根真菌能有效减少Cd向地上部的运输，从而减轻Cd对植物体的毒害。从两种菌根真菌对植株吸收Cd的影响来看，在土壤加Cd15和50mg.kg-1条件下，接种G.mosseae的处理地上部Cd浓度在第二次和第三次收割均显著高于接种G.intraradices的。表明2种菌根真菌在促进Cd吸收和向植株地上部运转方面存在差异。比较加Cd处理中根系和地上部的Cd浓度可以看出根系Cd浓度大约是地上部的10~15倍，而且根系中Cd的积累量也远高于地上部（表3），这说明紫羊茅从高浓度Cd污染的土壤中吸收的Cd主要累积在根系中。随着生长期的延长，紫羊茅植株地上部Cd的浓度逐渐降低。这说明紫羊茅能通过自身的某一种内在机制的调节Cd向地上部的运输，尽管植物地上部累积的Cd在收割时被不断移走。表3不同施Cd水平下不接种(-M)、接种G.mosseae(M1)和G.intraradices(M2)的紫羊茅体内Cd的浓度及Cd吸收量Table3CdconcentrationandtotaluptakeinFestucarubraplantsinoculatingwithout(-M)orwithG.mosseaeandG.intraradicesat0,15and50mg/kgCdlevels.处理Treatmennt地上部Shoot根系RootCd水平Cdlevells/mg.kg-11接种Inoculattion第一次收获Cd浓度CdConc..atffirstharveest/(µg.g-11)第二次收获Cd浓度CdConc..atsseconddharvvest/µg.-1第三次收获Cd浓度CdConc..attthirdharveest/µg.g-1总吸Cd量TotalCdduptaake/μgCd浓度CdConc..attthirdharveest/µg.g-1吸Cd量Cduptakke/µg0-M2.03±0.8851.77±0.5581.13±0.00811.77±1..162.65±0.6624.76±1.009G.mosseeae2.37±0.4473.07±0.9931.44±0.55014.07±1..094.48±0.6667.16±0.334G.intraaradicces2.54±0.0031.93±1.3311.94±0.00814.98±1..534.20±0.8865.57±1.88815-M26.58±5..8911.09±2..9610.39±1..31101.51±44.32130.74±119.82201.60±774.33G.mosseeae16.50±6..2210.29±2..748.09±0.11577.96±155.00125.84±229.87164.05±115.67G.intraaradicces22.58±6..076.88±0.8806.59±1.00672.14±100.17104.45±110.74127.28±220.6150-M31.19±0..9819.11±2..2316.66±1..06129.33±110.02227.61±444.91365.85±119.48G.mosseeae18.16±3..199.43±1.7719.28±0.77871.80±3..80215.79±449.23325.81±995.19G.intraaradicces15.56±2..146.68±0.2287.45±0.77051.87±3..05282.61±99.69266.68±441.43CdssssnssMycorrhiizassssssCd×Mycorrrhizaassssnsns注：表中数据为3次重复的平均值和标准误差;s表示方差分析达5％显著显著水平，ns表示不显著。Notes:ValuesinthetableareMean±SEfromthreereplications.sindicatesP<0.05;nsindicatesP≥0.05.通过计算菌根效应（表4）可以看出，在本试验中，土壤不加Cd时菌根效应为负值，说明菌根真菌促进植株吸收并从向地上部运转Cd；在2个加Cd处理中，接种G.mosseae对植株吸收Cd的抑制效应为25％，G.intaradice对植株吸收Cd的抑制效应为52%~55％，表明菌根真菌侵染抑制了Cd在紫羊茅地上部的累积，并且G.intaradice对Cd吸收的抑制效应大于的G.mosseae。表4两种丛枝菌根真菌对紫羊茅吸收Cd的抑制效应Table4TherestrainingeffectivenessofAMfungionuptakeofCdbyFestucarubraplantsCd水平Cdlevells/mg.kg-11G.mossseae抑抑制效应CdrestrraininngefffectivvenesssbyGG.mossseae/%G.intarradicee抑制效应CdrestrraininngefffectivvenesssbyGG.inttaradiice/%0-41-391525525025553讨论丛枝菌根真菌对植物生长的效应取决于很多因素，如植物对菌根真菌的依赖性、菌根真菌吸收土壤养分的效率和消耗来自植物的碳水化合物数量等。Li等报道菌根真菌根外菌丝吸收的磷对植物体内磷营养的贡献可以达到70%~90%，对Zn和Cu的贡献可以达到50%以上[14-15]。同时，菌根真菌可以消耗宿主植物体内10%~20％的碳水化合物[16]。本试验所用的2种菌根真菌对紫羊茅的侵染率达到了较高水平，但是菌根真菌侵染对紫羊茅生长未产生促进作用，甚至还出现了抑制作用。其原因可能是紫羊茅自身利用土壤磷的能力较强，因而其生长对菌根真菌的依赖性较低。菌根真菌侵染并未增加植株体内磷浓度，同时还消耗了宿主植物体内大量的碳水化合物，因而导致接种菌根真菌处理的植株生长受到抑制。前人的研究通常将菌根真菌降低宿主植物重金属浓度的原因归于菌根真菌改善植物体磷营养状况、植物生物量增加，从而使重金属元素“稀释”[6，9-10]。而最近的研究结果发现，丛枝菌根真菌侵染还能够增加根系表面的阳离子代换量，使根系对重金属元素的吸附量增加；菌根菌丝本身也能够固持相当于自身干重3％的Cd，因而将菌根结构对Cd的直接固持作用看作是菌根保护效应的主导机制[10]。本试验中，接种菌根真菌并未明显改善紫羊茅的磷营养状况，并且也没有明显增加紫羊茅的生物量，但是地上部的Cd浓度和吸收量均显著低于不接种的处理。这一结果也恰好说明菌根真菌侵染是造成紫羊茅体内重金属含量减少的直接原因。牧草是生态系统中的初级生产者，其品质的好坏直接关系到家畜产品的品质，进而影响人类健康。从我们的试验结果可以看出，土壤加入Cd50mg.kg-1对紫羊茅的菌根侵染率无影响，表明2种真菌对Cd毒害有一定耐性。在15~50mg.kg-1Cd污染情况下G.intaradice和G.mosseae2种菌根真菌侵染使Cd通过紫羊茅根系进入地上部的数量减少了约25%~50％。随着工业化进程，重金属元素对环境的污染正在随着随着污灌、废弃物、城市垃圾数量的增加而加剧[17-19]。上述结果反映出作为污染物由土壤环境进入食物链系统的门户之一的丛枝菌根真菌在调节生态系统中重金属Cd的生物循环、减轻重金属Cd对食物链污染的环境风险方面发挥着重要的作用。参考文献:[1]王庆仁,刘秀梅,崔岩山,等.我国几个工矿与污灌区土壤重金属污染状况及原因探讨[J].环境科学学报，2002,22(3):354–359[2]王凯荣.我国农田镉污染现状及其治理利用对策[J].农业环境保护，1997，16(6):274–278[3]SmithSE,ReadDJ.Mycorrhizalsymbiosis[M].London:AcademicPress,1997[4]SharplesJM,MehargAA,ChambersSM,CairneyWG.Symbioticsolutiontoarseniccontamination[J].Nature,2000,404:951–952[5]CairneyJWG,MehargAA.Influencesofanthropogenicpollutiononmycorrhizalfungalcommunities[J].1999,Environ.Pollution106:169–182[6]KhanAG,KuekC,ChaudhryTM,KhooCS,HayesWJ.Roleofplants,mycorhizaeandphytochelatorsinheavymetalcontaminatedlandremediation[J].Chemosphere.2000，41:197-207[7]DelValC,BareaJM,Azcon-AguilarC.DiversityofAbuscularMycorrhizalFungusPopulationsinHeavy-metal-ContaminatedSoils.Appl.andEnviron.Microbiol[J].,1999，65(2):718-723[8]WeissenhornI,LeyvalC,BerthelinJ.Biovailabilityofheavymetalsandabundanceofarbuscularmycorrhizainasoilpollutedbyatmospheredepositi