随着人类活动的日益增加，越来越多的重金属及其化合物被排放到环境中，这使得重金属污染成为世界性问题^[1]. 采矿和大量化学农药的使用加剧了土壤重金属的含量，这些重金属在环境中具有化学活性，从而增加了其在生物体内的迁移率和生物利用率，因此，重金属更易通过不同的途径进入食物链，进而威胁人类健康.

生物修复是指在一定条件下利用植物、 动物和微生物吸收、 降解、 转化土壤和水体中的污染物，使环境中的污染物浓度降低到可接受的水平^[2]. 生物修复以其高效低耗、 保持水土和美化环境等诸多优点越来越受到环境学家的青睐，植被恢复是目前国内外采取的主要措施^[3]. 由于污染土壤的重金属浓度一般很高，土壤理化环境特殊，导致用于植物修复的植物生长受到胁迫而生物量小，其修复效率偏低^[4,5]. 在自然生态系统中，植物往往与土壤微生物有密切关系. 在众多的土壤微生物中，丛枝菌根(arbuscular mycorrhizal，AM)真菌是一类普遍存在的土壤共生真菌，其中的球囊霉属AM真菌能够与大多数陆生植物形成互惠共生体^[6]. AM共生体能够促进宿主植物对矿质营养的吸收，增强逆境中宿主植物的抗逆性，提高超累积植物的生物量^[7]，因而在提高植物修复效率方面具有较高的价值.

翅荚木(Zenia insignis Chun)是我国特有的珍稀、 速生、 多功能树种，其适应性强，可作为我国西南各省石漠化治理及困难地造林的先锋树种. Zhao等^[8]研究表明，翅荚木作为湖南铅锌矿的先锋植物，体内Zn浓度高达1968 mg ·kg^-1，表现出较强的Zn提取能力，在尾矿的生物修复方面有着较大潜力. 但是目前为止，关于AM真菌对其重金属修复能力的影响尚鲜见报道. 而且，不同AM真菌对植物生长及吸收累积重金属的影响往往不同，因而从应用角度考虑，有必要比较研究不同菌种对翅荚木生长及重金属吸收的影响. 本研究以湖南铅锌矿区重金属污染土壤为基质，采用室内盆栽实验的方法，选用摩西球囊霉(Glomus mosseae，Gm)和根内球囊霉(G. intraradices，Gi)两种典型丛枝菌根(arbuscular mycorrhizal，AM)真菌，分析了重金属污染下，AM真菌对翅荚木生物量及重金属吸收累积的影响，以期为重金属污染土壤的植物-AM真菌联合修复提供依据.

1 材料与方法 1.1 供试土壤

实验用土取自湖南资兴某铅锌尾矿区，风干后，过2 mm筛，备用. 其理化性质如下：pH值5.75(基质与水质量比为1 ∶2.5); 有机质22.14g ·kg^-1; 有效磷6.4mg ·kg^-1(NaHCO₃提取). 采用王水-高氯酸消化土壤后，全谱直读等离子体发射光谱仪(ICP-AES)测定重金属含量如下，Pd：4109 mg ·kg^-1; Zn：856mg ·kg^-1; Cu：63mg ·kg^-1; Fe：36058 mg ·kg^-1. 1.2 供试植物

翅荚木种子由中国林业科学院林业研究所提供. 种子用10%过氧化氢表面消毒15 min，蒸馏水反复冲洗后，80℃蒸馏水浸泡3～5 min，搅拌使其自然冷却后，常温浸泡24 h，浸泡过程中每隔12 h换一次水，放入铺有灭菌纱布的玻璃培养皿中，28℃催芽，种子露白即可播种. 1.3 AM真菌

实验所用AM真菌为摩西球囊霉(Glomus mosseae,BGC XZ02A)和根内球囊霉(Glomus intraradices,BGC HEB07D)，菌种购买自北京市农林科学院营养与资源所微生物室. 1.4 实验设计

圆形塑料花盆作为培养容器(上口径15 cm×下口径10.5 cm×高度13 cm)，每盆装1.5 kg供试土壤，采用层施法将10 g菌剂均匀撒在土壤表面，再在其上覆1 cm厚土. 每盆播种发芽翅荚木种子6粒，待出苗5 d后间苗，每盆保留3株长势相近的植株. 设接种灭活AM真菌为对照(CK)、 接种Gm(Gm)和接种Gi(Gi)为实验组，每个处理设5个重复，共计15盆.

实验在北林科技温室内进行，采用自然光照，每天定时为植物补水，植物生长10周后收获. 1.5 样品测定与分析

收获时，利用直接测量法分别测定植株株高和根长，将翅荚木自茎基部剪下，分别收获地上部和地下部，用自来水冲洗干净，再用蒸馏水反复冲洗，后取出部分根系，将须根剪成1 cm长根段，用于测定菌根侵染率. 将根段用0.5%乳酸酚曲利苯蓝染色^[9]后制片观察，用根段频数法测定侵染率. 另一部分根系与地上部一同于70℃烘干至恒重.

不锈钢粉碎机粉碎后，取一定重量植物样品于160℃用优级纯HNO₃消解，全谱直读等离子体发射光谱仪(ICP-AES)测定重金属含量. 1.6 数据分析

TF值=地上部重金属浓度/地下部重金属浓度; BCF值=地上部重金属浓度/土壤重金属浓度，所有数据均使用SPSS17.0软件进行Duncan分析，差异显著水平为P<0.05.

2 结果与分析 2.1 接种AM真菌对菌根侵染率及植物生物量的影响

从表 1可以看出，对照组AM真菌菌根侵染率为0，Gm和Gi侵染率分别为42%和20%，两菌之间差异达到显著水平(P<0.05). 与对照组相比，接种Gi和Gm均显著增加了翅荚木地上部和地下部生物量(P<0.05)，而两菌间差异不显著. 此外，接种Gm和Gi均增加了翅荚木根长，而Gm表现尤为显著(P<0.05). 接种AM真菌对翅荚木的株高没有影响.

表 1(Table 1)

表 1 接种AM真菌对翅荚木菌根侵染率和生物量的影响 1) Table 1 Effect of AM inoculation on the mycorrhizal colonization and biomass of Z. insignis 接种处理 地上部生物量/g 地下部生物量/g 株高/cm 根长/cm 侵染率/% 根冠比 CK 0.1168±0.0070b 0.0155±0.0016b 14.2±1.3a 2.2±0.8b 0c 0.13±0.01a Gm 0.2559±0.0515a 0.0362±0.0082a 14.6±2.6a 8.3±3.2a 42±11a 0.14±0.04a Gi 0.2655±0.0300a 0.0458±0.0046a 14.1±0.8a 5.1±0.7ab 20±5b 0.17±0.01a 1) 表中数据为5次重复的平均值±标准误差，同一列中不同字母表示在P<0.05显著水平差异显著

表 1 接种AM真菌对翅荚木菌根侵染率和生物量的影响 1) Table 1 Effect of AM inoculation on the mycorrhizal colonization and biomass of Z. insignis

由图 1(e)可见，与对照组相比，接种Gi翅荚木地上部P浓度显著增加(P<0.05)，接种Gm对地上部P浓度无影响. 接种Gm和Gi均显著增加了翅荚木地下部P浓度(P<0.05)，而两菌之间差异不显著. 由图 2(e)可以看出，接种Gi和Gm可显著提高翅荚木地上部和地下部P累积量，且两菌间差异显著(P<0.05). 两种AM真菌显著提高了翅荚木植株内P的总量(表 3)，但两菌间差异不显著.

图 1

Fig. 1

图 1 AM真菌对翅荚木地上部和地下部各重金属和P浓度的影响 Fig. 1 Effect of AM fungi inoculation on concentrations of Fe,Cu,Zn,Pd and P in shoots and roots of Z. insignis

图 2

Fig. 2

图 2 接种AM真菌对翅荚木地上部和地下部各重金属及P累积量的影响 Fig. 2 Effect of AM fungus inoculation on accumulation of Fe,Cu,Zn,Pd and P in shoots and roots of Z. insignis

与对照相比，接种两种AM真菌对翅荚木地上部和地下部各种重金属浓度均有一定的影响，但影响效果不同，具体见图 1. 与对照相比，接种Gi和Gm使翅荚木地上部Fe的浓度分别下降69%和68%，两菌间无显著差异，却使地下部Fe浓度分别升高72%和35%，Gi的接种效果更好. 相对于对照组，接种Gm使翅荚木地上部和地下部Cu浓度分别下降了30%和27%，接种Gi使翅荚木地上部和地下部Cu浓度分别下降62%和64%，两菌间存在显著性差异(P<0.05). 两种AM真菌对于Zn浓度也有类似影响，但两菌间无显著差异. 接种Gm可显著降低翅荚木地上部及地下部Pd浓度(P<0.05)，而接种Gi仅降低植株地上部Pd浓度，对地下部Pd浓度无影响. 2.4 AM真菌对翅荚木植株内重金属分配的影响

TF值即转移系数，表示重金属在植株体内的转运率; BCF值即生物富集因子，是描述重金属在植物体内累积趋势的重要指标. 与对照组相比，接种Gm对Cu、 Zn、 Pd的TF值无显著影响(表 2)，但其显著降低了Fe的TF值(P<0.05). 接种Gi显著降低了Zn、 Pd、 Fe的TF值，且效果优于Gm (P<0.05). 接种AM真菌后，4种重金属的BCF值显著减小 (P<0.05)(表 2)，但两菌间差异不显著.

表 2(Table 2)

表 2 两种AM真菌对各重金属TF值及BCF值的影响 1) Table 2 Effect of AM fungi on the TF value and BCF value of trace metals 项目 实验处理 Cu Zn Pd Fe CK 0.32a 0.22b 0.29b 0.46c TF值 Gm 0.31a 0.20b 0.25b 0.11b Gi 0.35a 0.16a 0.19a 0.08a CK 0.10a 0.14a 0.07a 0.005a BCF值 Gm 0.70ab 0.09b 0.04b 0.002b Gi 0.38b 0.08b 0.05b 0.002b 1)TF值=地上部重金属浓度/地下部重金属浓度; BCF值=地上部重金属浓度/土壤重金属浓度; 表中数据为5次重复的平均值，同一列中不同字母表示在P<0.05显著水平差异显著

表 2 两种AM真菌对各重金属TF值及BCF值的影响 1) Table 2 Effect of AM fungi on the TF value and BCF value of trace metals

由图 2可以看出，接种Gi和Gm可显著提高翅荚木地下部Fe的累积量(P<0.05)，且两菌间差异显著. 接种Gm后，翅荚木地上部及地下部Cu累积量增加，而接种Gi对翅荚木地上部及地下部Cu的累积量均无影响. 接种Gi和Gm，翅荚木地上部及地下部Zn累积量显著提高(P<0.05)，两菌间无显著差异. 两种AM真菌对Pd累积量有类似的影响，但两菌间存在显著差异(P<0.05).

相对于对照组，接种Gi使翅荚木植株内Fe的总量显著增加(P<0.05)(表 3)，而接种Gm对其无 影响. 与对照及接种Gi相比，接种Gm明显促进了翅荚木对Cu的吸收. 接种Gi和Gm后，翅荚木植株内Zn的总量显著高于对照组(P<0.05)，两菌间差异不显著. 两种AM真菌对Pd总量也有相似的影响，其中，接种Gi使得Pd总量增加了168%，与接种Gm间存在显著差异(P<0.05).

表 3(Table 3)

表 3 两种AM真菌对翅荚木植株内各重金属总量的影响 1)/μg Table 3 Effect of AM fungi on the total content of trace metals in Z. insignis/μg 实验处理 Fe总量 Cu总量 Zn总量 Pd总量 P总量 CK 293.24±28.85b 10.49±2.13b 22.31±3.79b 47.16±1.31c 224.11±25.69b Gm 363.73±38.96b 15.90±1.12a 41.09±8.88a 72.70±10.40b 523.46±105.96a Gi 494.95±88.40a 9.66±1.15b 37.88±3.87a 102.26±14.42a 429.72±44.69a 1)表中数据为5次重复的平均值±标准误差，同一列中不同字母表示在P<0.05显著水平差异显著

表 3 两种AM真菌对翅荚木植株内各重金属总量的影响 1)/μg Table 3 Effect of AM fungi on the total content of trace metals in Z. insignis/μg

有研究表明土壤重金属对宿主植物生长有明显的抑制作用，尤其是对根系生长的不利较为明显^[10]，本研究中，接种AM真菌后，翅荚木的生物量显著提高(尤其是地下部生物量)，表明AM真菌提高了翅荚木对重金属胁迫的耐受性. AM促进植物生长的一个重要原因是其能够促进植物吸收磷. 重金属污染土壤中，Cu²⁺、 Cd²⁺、 Zn²⁺、 Pd²⁺等离子都可与磷酸根发生反应，使土壤溶液中磷酸根的有效性降低，造成植物吸P困难^[2]. 而P作为必需的大量矿质营养，在植物的生长过程中有着重要的作用. 菌根化通常能促进宿主植物对P的吸收，其途径主要有两条，第一，通过根表皮及假根中的高效P转运系统^[11]，第二，通过大量真菌菌丝介导P向宿主的运输^[12]. 此外，AM也能够活化根际土壤中难溶态磷，增加磷的可利用性. Chu^[13]的研究也发现丛枝的形成能够激活P转运系统而提高寄主对P的吸收，有利于重金属污染土壤中植被的生长. 本研究及De Andrade等^[14]结果也表明接种AM真菌后宿主植物对P的吸收增加，生物量提高，对重金属的耐性增强.

在重金属条件下，Gi和Gm都成功侵染了翅荚木根系，这表明两种AM真菌对重金属有一定的抗性. 研究结果显示，尽管Gm对翅荚木的侵染率高于Gi，但是两者对翅荚木生物量的提高及P吸收的影响却没有显著差异，可见，AM功能并不一定与侵染率成正相关性. 相关研究也表明即使不同的AM真菌对同一宿主植物的侵染率相似，其功能也会大不相同. 例如，侵染率极低但是有大量根外菌丝的AM真菌可以与侵染率高的AM真菌产生同样的促生效果^[15,16]. 3.2 接种AM真菌对翅荚木重金属吸收及分配的影响

研究结果表明，接种Gi和Gm，翅荚木地上部Fe含量降低，地下部的Fe显著增加，这与王小雪^[17]及孟芳^[18]关于AM真菌对杨梅和树莓植物Fe吸收影响效果的报道一致. 接种AM真菌的翅荚木，地上部及地下部Cu、 Zn、 Pd含量明显降低，缓解了重金属对翅荚木的毒害. 诸多研究表明AM真菌降低宿主植物内重金属的浓度^[19,20]，如钟伟良^[21]的实验结果也证实在土壤铅的浓度较高时(1000 μg ·g^-1、 1500 μg ·g^-1)，AM真菌显著减少了根中Pd的浓度.

虽然植株体内重金属浓度降低，但是地上部和地下部中Fe、 Cu、 Zn、 Pd累积量明显升高，这主要是因为AM显著增加了植物生物量，“稀释”了植物体内的重金属，称为“稀释效应”^[15].

接种Gm和Gi，Fe、 Cu、 Zn、 Pd这4种金属元素的TF值明显增加，BCF值均显著降低，揭示了AM真菌抑制了上述几种重金属元素向植物地上部转移，使重金属固持在翅荚木地下部. AM真菌以其强大的菌丝网络固持大量重金属^{[22, 23, 24]}，AM同时能够增加植物根部一些金属螯合物的含量^[25,26]，进而与重金属在根部结合，抑制重金属的转运. 此外，在AM根系中，重金属可能都固持在真菌结构中，如根内菌丝、 丛枝、 泡囊等，从而减少重金属向植物细胞转移，该机制称为“区隔化”作用. 然而，两种AM真菌均使得Zn和Pd在植株地上部累积量高于地下部累积量，这可能是由于植株根冠比小，地上部生物量明显高于地下部生物量，因此导致重金属在地上部累积量高^[10].

翅荚木在高浓度重金属土壤中能够生存，表明其具有较强重金属耐性，具有应用于重金属污染土壤植物修复的潜在价值. 菌根化翅荚木较不接种AM真菌翅荚木有更大的生物量和矿质营养吸收能力，而且降低了翅荚木重金属浓度，同时增加了翅荚木重金属累积量，这与其他学者关于AM真菌对他种植物与重金属影响的研究结果是一致的^[14,27]，说明，AM真菌联合翅荚木在矿区重金属污染土壤植物提取修复中有着较高的潜力.

本研究同时也验证了AM真菌对植物吸收分配重金属的影响因重金属及AM菌种不同而异^[28,29]. 两种AM真菌通过固持作用增强了翅荚木对Fe、 Pd、 Zn污染物的吸收与累积，其中Gi作用优于Gm，而Gi对翅荚木吸收累积Cu并没有影响. 可见菌根共生体重金属耐性及吸收累积特性是由不同AM菌种的特性、 菌种与植物的结合特性及金属元素的特征决定的^[30]. 罗巧玉等^[2]也曾指出AM真菌对植物的保护作用因AM真菌种类、 重金属种类、 重金属离子形式和浓度、 生长基质(pH、 氧化还原状况、 质地、 有机质含量、 根系分泌物、 根际微生物和根际矿物质等)及外界环境条件等因素而异. 因而，在具体应用中应充分考虑到污染地重金属种类、 土壤理化性质、 AM真菌菌种、 植物种类等因素，以最大程度发挥菌根作用.

本研究证明了在矿区原位重金属污染土壤的条件下，AM能够促进翅荚木生长，同时改变翅荚木对重金属的吸收和分配，揭示了翅荚木联合AM真菌修复重金属污染土壤的潜在价值. 但本研究所采用的翅荚木为乔木，其生长期一般较长，研究着重探究了翅荚木生长初期菌根的作用，而这种积极作用是否会随着植株生长期的变化而变化还需要进一步研究. 此外，AM真菌增强翅荚木重金属耐性的机制还有待深入研究.

4 结论

(1)重金属污染下，两种AM真菌均与翅荚木建立了良好的共生关系，促进了翅荚木的生长，尤其是根的生长.

(2)重金属污染下，两种AM真菌均能够促进翅荚木对磷的吸收，从而增强植物生长.

(3)总体来说，AM降低了翅荚木体内Fe、 Cu、 Zn和Pd浓度，同时增加了Fe、 Cu、 Zn和Pd累积量. 但AM真菌对翅荚木重金属的吸收累积因金属元素及菌种的不同而异.

致谢： 本研究在土样采集过程中得到了中国林业科学院崔明博士的帮助，在此表示感谢.