2017, Vol. 38
中国是世界上稀土资源最丰富的国家之一, 在世界稀土市场上具有支配和主导地位, 这为稀土资源应用于我国工农业发展提供了可靠的物质基础.然而, 稀土资源开发利用导致的生态破坏与环境污染问题, 一直被其应用价值特别是在农业方面的有益作用所掩盖.稀土矿藏长期无序、低技术含量地开采导致矿区土壤中稀土元素含量超标, 与矿物伴生的重金属元素的存在, 使土壤呈现出更为复杂、严重的复合污染特征[1].调查显示, 广东省河源市和平县内的稀土矿区土壤中Mn、Pb和Zn这3种重金属元素平均含量均超过了广东省和中国土壤背景值, 且Pb的含量(532.6 mg·kg-1)超过土壤环境质量二级标准(250~350 mg·kg-1), Zn的含量(182.5 mg·kg-1)也接近了二级污染警戒值(200 mg·kg-1)[2].内蒙古包头市白云鄂博稀土尾矿区土壤中稀土和重金属元素含量均显著高于对照, 最高La(11 145 mg·kg-1)和Pb的含量(323 mg·kg-1)分别为内蒙古土壤背景值的340倍和22倍[3].稀土-重金属复合污染现象不仅存在于采矿区的土壤, 同时也存在于农田生态系统的土壤.随着1972年稀土微肥被应用于我国的农业生产, 稀土农用在我国是比较普遍的.因农田土壤相较于旱地土壤对稀土元素表现出更强的吸附能力, 农田土壤稀土累积迁移效应更为显著[4].温小军等[5]研究了赣南信丰某稀土矿区耕作层的土壤环境, 发现研究区土壤的稀土元素地累积指数均较大, La、Ce、Y、Sm、Pr和Gd的全量超标率分别为100%、97.3%、100%、86.5%和100%.而长期过量地使用化学肥料和有机肥料, 使得As、Cr、Cu、Ni及其他重金属在整个赣州地区农田土壤中均有积累[6].稀土-重金属复合污染导致耕地退化、粮食减产、水体生物多样性下降, 周边居民的身体健康受到严重危胁[1].李小飞等[7]研究发现, 福建省长汀县稀土矿区蔬菜地土壤中稀土元素含量(243 mg·kg-1)高于福建省土壤背景值(223 mg·kg-1), 蔬菜中稀土含量(3.6 mg·kg-1)超过了食品卫生标准限值(0.7 mg·kg-1), 污染区居民血液中稀土总含量(633.1 μg·L-1)高于正常居民(4.1 μg·L-1), 平均偏高155.6倍.稀土污染地区儿童智商比对照地区明显偏低[8], 我国已将稀土元素确定为主要的环境污染物.因此, 对稀土-重金属复合污染土壤进行修复研究是当前的迫切需要并且具有十分重要的科学价值和实际应用意义.
利用植物-微生物联合修复污染土壤是土壤科学和环境科学领域一个重要研究方向.在各类植物共生的微生物中, 菌根真菌是唯一直接联系土壤与植物根系的一类土壤微生物, 在植物矿质营养与逆境生理中起着非常重要的作用[9].丛枝菌根(arbuscular mycorrhizal, AM)真菌广泛分布于土壤生态系统中, 能够与自然界80%以上的陆生维管植物形成互惠共生体, 菌根的形成对于重金属或稀土元素而言, 无论是作为矿质营养元素还是毒性污染物质进入植物体, 都发挥着关键性的选择和调控作用[10].研究发现, AM真菌能够分别增强宿主植物对土壤环境中重金属和稀土胁迫的耐受性, 其机制涉及菌根生理、生态、细胞、分子等多个方面[11]. Słomka等[12]发现AM真菌能够帮助三色堇(Viola tricolor L.)降低对重金属的吸收从而保护植株的组织和器官. Glomus mosseae可以帮助香根草提高光合作用效率从而适应Pb污染土壤[13]等.此外, AM真菌可以减轻稀土元素镧对紫云英(Astragalus sinicus L.)和铈对玉米(Zea mays L.)的毒害作用, 促进植物的生长和对矿质元素的吸收[14].可见, AM真菌具有修复稀土-重金属复合污染土壤的潜能.迄今为止, 有关AM真菌对稀土重金属复合污染土壤的修复研究鲜有报道, 当稀土和重金属作为污染物同时存在于土壤中时, AM真菌在其复合污染土壤植物修复中所能发挥的作用、机制和影响因素等都尚不清楚, 因此需要进行系统深入地研究.
本研究采用温室盆栽试验的方法, 选取AM真菌Claroideoglomus etunicatum(CE)和Rhizophagus intraradices(RI)作为试验菌种, 模拟不同程度的稀土-重金属复合污染土壤, 研究AM真菌对玉米菌根侵染率、生物量、矿质营养吸收、生态化学计量比及La和Pb吸收、转运的影响, 探讨接种AM真菌在不同程度稀土-重金属复合污染土壤修复中所发挥的生态效应, 旨在为今后菌根技术在稀土-重金属复合污染土壤植物修复中的应用提供基础数据和技术支持.
1 材料与方法 1.1 供试植物和菌种供试植物为菌根模式植物玉米(高优1号), 种子采购于内蒙古农牧科学研究院蔬菜研究所.播种前先对种子表面消毒, 然后置于恒温培养箱中进行催芽, 种子露白后即可播种.供试AM真菌为幼套球囊霉[Claroideoglomus etunicatum, CE, BGC XJ03C, 1511C0001BGCAM0018, 孢子265个·(10 g)-1]和根内球囊霉[Rhizophagus intraradices, RI, BGC BJ09, 1511C0001BGCAM0042, 孢子369个·(10 g)-1], 菌种由北京市农林科学院植物营养与资源研究所微生物室提供, 接种菌剂是以玉米和白三叶草(Trifolium repens L.)为宿主植物进行扩大繁殖而获得的内含真菌孢子、菌丝以及宿主植物繁殖体的根际砂土混合物.
1.2 培养基质供试的土壤采自内蒙古自治区呼和浩特市苗圃区无污染土壤, 自然风干后过2 mm土壤筛备用.土壤基本理化性质见表 1.参照国家土壤环境质量标准(GB 15618-1995), 并根据北方稀土尾矿区复合污染土壤中La和Pb的含量, 向供试土壤中人为添加La(NO3)3和Pb(NO3)2溶液模拟轻度、中度和重度La-Pb复合污染土壤, 使土壤中La和Pb的含量(以干土计)均分别达到50、200和800 mg·kg-1.在不同程度的镧-铅复合污染土壤中加入相应量的硝酸铵(NH4NO3)溶液, 以平衡因加入La(NO3)3和Pb(NO3)2导致的处理间氮素背景差异.为保证植物在生长期间能获得充足的养分, 以溶液形式向不同程度镧-铅复合污染土壤中加入基础肥料：N为60 mg·kg-1, K为71.5 mg·kg-1, P为30 mg·kg-1, Ca为20.4 mg·kg-1, Mg为4.5 mg·kg-1, Zn为1.23 mg·kg-1, Cu为0.54 mg·kg-1, Mn为3.42 mg·kg-1, Mo为0.009 35 mg·kg-1.供试土壤加入基肥后混合均匀, 进行为期30 d的老化处理, 期间采用称重法浇水, 维持土壤基质的含水量为田间最大持水量的80%.平衡30天后, 再过2 mm土壤筛, 于121℃的条件下高压蒸汽灭菌2 h, 以杀灭土著的AM真菌.
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表 1 供试土壤基本理化性质1) Table 1 Physical and chemical properties of the soil |
1.3 试验设计
本试验采用温室盆栽试验法.本试验设置低、中、高3种程度的La-Pb复合污染土壤(La 50 mg·kg-1, Pb 50 mg·kg-1; La 200 mg·kg-1, Pb 200 mg·kg-1和La 800 mg·kg-1, Pb 800 mg·kg-1)和3种接种处理(不接种处理CK、接种幼套球囊霉CE、根内球囊霉RI), 每种处理设6个重复, 共计54盆, 随机排列.以圆形塑料花盆(上口径16.5 cm×下口径10.5 cm×高度13 cm)作为培养容器, 内衬塑料自封袋.每盆装灭菌风干土壤2 kg, AM真菌接种处理采用混接法, 每盆加菌剂50 g, 与土壤基质充分混合均匀后装盘, 不接种处理采用相同方法加入等量的灭菌菌剂.选择颗粒饱满的玉米种子, 每盆播种8颗, 出苗7 d后间苗, 每盆保留3株长势相近的植株.试验在内蒙古大学温室内进行, 试验期间自然采光, 植物生长期间, 采用称重法浇水, 维持土壤基质含水量为田间最大持水量的80%.自出苗之日起, 植物生长60 d后收获.
1.4 样品制备及分析测定收获时, 将植物地上部分自茎基部剪下, 先用自来水洗净玉米地上部和根系上的砂粒和土壤, 然后用蒸馏水冲洗3次, 70℃烘干, 称重.在收获时随机选取0.7 g新鲜根段保存在50%的乙醇中, 用于测定菌根侵染率.测定时, 将根系样品用0.05%台盼蓝于乳酸甘油溶液染色, 保存、制片, 利用根段频率法计算菌根侵染率.
植物样品烘干称重后粉碎, 每个样品称取2~3 mg, 利用元素分析仪(Vario ELIII, CHNOS Elemental Analyzer, Elementar Co Germany)测定植物地上部分和根部的C和N元素含量.称取0.5 g左右的粉碎后的植物样品, 加入5 mL BV(Ⅲ)级HNO3于120℃开放式消煮96 h, 制备待测溶液.利用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-OES, Optima 7000DV, PerkinElmer USA)测定消煮液中P、K、Ca、Mg的含量; 用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS, DRCE, PerkinElmer USA)测定消煮液中La和Pb的含量.
1.5 数据分析La或Pb从地下部向地上部的转运率(Shoot La%或Shoot Pb%)=地上部吸收的La或Pb的总量/该盆中玉米植株吸收的La或Pb的总量(地上部+地下部).
所有试验数据均用Excel 2003进行平均值及标准误差的计算, 用SPSS 17.0进行统计分析, Duncan新复极差检验法(Duncan's multiple range test, DMRT)检验每个处理平均值之间的差异的显著性(P＜0.05).采用双因子方差分析La-Pb复合污染程度和接种AM真菌的作用及二者之间的交互作用.
2 结果与分析 2.1 接种AM真菌对La-Pb复合污染土壤上玉米菌根侵染率和生物量的影响在3种不同程度La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌CE和RI对玉米菌根侵染率和生物量的影响如表 2所示.未接种处理玉米根系中未观察到菌根真菌的侵染, 而接种CE和RI均与玉米建立了良好的共生关系, 平均菌根侵染率为26.7%~95.8%.随着土壤中La-Pb复合污染程度的增加, 接种CE和RI玉米根系的侵染率显著降低(P＜0.001), 与轻度La-Pb复合污染土壤相比, 重度La-Pb复合污染土壤玉米根系菌根侵染率分别降低了69.4%和51.9%.在轻度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI处理之间玉米菌根侵染率无显著性差异; 而在中度和重度La-Pb复合污染土壤, 接种RI处理的玉米菌根侵染率显著高于接种CE(P＜0.05).土壤中La-Pb复合污染含量、接种AM真菌处理以及两者交互作用均对菌根侵染率有显著影响(P＜0.001).
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表 2 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米菌根侵染率和生物量的影响1) Table 2 Effect of inoculation with AM fungi on mycorrhizal colonization and biomass of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
由表 2可知, 随着土壤La-Pb复合污染程度的增加, 玉米地上部干重、根部干重和总干重都显著降低(P＜0.001).在轻度La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌CE和RI对玉米地上部干重、根部干重以及总干重均无显著影响.在中度La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌CE和RI均显著增加了玉米地上部干重、根部干重以及总干重(P＜0.05), 接种CE对玉米生长的促进作用优于接种RI, 分别增加了159.9%、106.4%和147.1%.在重度La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌CE和RI显著增加了玉米地上部干重和总干重, 分别增加了44.7%、38.5%和38.1%、30.8%(P＜0.05), 2种接种处理间对玉米生长的促进作用差异不显著.数据分析表明(表 2), 土壤中La-Pb复合污染物含量显著地降低了玉米地上部、根部生物量和总生物量(P＜0.001), 而接种AM真菌显著增加了玉米地上部生物量(P＜0.001)、根部生物量(P＜0.05) 和总生物量(P＜0.001).双因素分析表明, 土壤中La-Pb复合污染物的含量与接种AM真菌的交互作用显著地影响了玉米地上部、根部生物量和总生物量(P＜0.05).
2.2 接种AM真菌对La-Pb复合污染土壤上玉米N、P、K、Ca和Mg含量的影响在3种不同程度的La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌对玉米N、P、K、Ca和Mg含量的影响如表 3所示.随着土壤La-Pb复合污染程度的增加, 玉米地上部P和Mg、根部P和Ca的含量显著降低, 而玉米地上部N和Ca、根部K的含量则显著升高(P＜0.05).接种CE和RI均显著增加了轻度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部N含量(P＜0.05), 接种RI处理对玉米N吸收的促进作用更显著, 使玉米地上部和根部N含量分别增加25.4%和22.9%;而接种CE使中度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部和根部N含量显著减少了6.0%和12.5%(P＜0.05).接种CE和RI均显著增加了3种La-Pb复合污染土壤上玉米地上部和根部P含量(P＜0.05);其中接种RI处理对玉米P吸收的促进作用更显著, 分别使玉米地上部和根部P含量增加了46.7%~153.8%和28.3%~142.9%.仅接种CE处理使中度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部K的含量显著增加了19.5%(P＜0.05).接种RI显著增加了轻度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部和根部Ca含量(P＜0.05), 分别为19.1%和25.6%, 同时使中度La-Pb复合污染土壤上玉米根部Ca含量显著增加了7.9%(P＜0.05);而接种2种AM真菌却显著降低了中度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部和重度La-Pb复合污染土壤玉米根部Ca含量.接种CE和RI均显著增加了轻度和中度La-Pb复合污染土壤上玉米地上部Mg的含量(P＜0.05), 分别为20.5%、29.2%和25.3%、29.0%;对于重度La-Pb复合污染土壤, 仅接种RI显著增加了玉米地上部Mg的含量(P＜0.05).数据分析表明(表 3), 随着土壤中La-Pb复合污染物含量的增加, 显著影响了玉米地上部N、P、Ca和Mg的含量及根部P、K和Ca的含量(P＜0.05), 而接种AM真菌显著增加了玉米地上部N、P、Ca和Mg含量及玉米根部P和K的含量(P＜0.01).双因素分析表明, 土壤中La-Pb复合污染物的含量与接种AM真菌的交互作用对玉米地上部N、P和Ca的含量及玉米根部对N、P、K、Ca的含量具有显著影响(P＜0.05).
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表 3 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米地上部和根部N、P、K、Ca和Mg含量的影响 Table 3 Effect of inoculation with AM fungi on the shoot and root N, P, K, Ca, and Mg concentrations of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
2.3 接种AM真菌对La-Pb复合污染土壤上玉米C:N:P生态化学计量比的影响
接种AM真菌对La-Pb复合污染土壤上玉米植株的C:N:P生态化学计量比的影响如表 4所示.随着La-Pb复合污染程度的增加, 玉米植株地上部和地下部的C:P和N:P显著增加, 而地上部C:N显著降低(P＜0.001).在轻度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均显著降低了玉米植株地上部的C:N、C:P和N:P以及根部C:P和N:P(P＜0.05), 接种RI相比CE的影响作用更显著.在中度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI处理均显著降低了玉米植株地上部和根部的C:P和N:P(P＜0.05), 2种接种处理间无显著差异; 而接种CE显著增加了玉米地上部和根部的C:N.在重度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均显著降低了玉米植株地上部的C:P(P＜0.05), 而RI对其影响作用更显著; 同时, 2种接种处理均显著降低了玉米植株地上部和根部的N:P(P＜0.05).数据分析表明, 土壤中La-Pb复合污染程度的增加以及接种AM真菌对玉米地上部C:N具有显著影响(P＜0.001).土壤中La-Pb复合污染程度的增加显著地提高了玉米地上部和根部的C:P及N:P(P＜0.001), 但接种AM真菌显著降低了玉米地上部和根部的C:P及N:P(P＜0.001).双因素分析表明, 土壤中La-Pb复合污染程度和AM真菌的交互作用对玉米植株地上部和根部C:N:P具有显著的影响(P＜0.05).
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表 4 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米地上部和根部C:N:P比的影响 Table 4 Effect of inoculation with AM fungi on shoot and root C:N:P ratios of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
2.4 接种AM真菌对La-Pb复合污染土壤上玉米吸收、转运La和Pb的影响
由图 1~3可知, 随着La-Pb复合污染程度的增加, 玉米地上部和根部La和Pb的含量都呈显著上升趋势(P＜0.001), Pb从根到叶的转运率显著提高(P＜0.001).在轻度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均使玉米地上部La含量显著增加了81.8% (P＜0.05), 却分别使Pb含量显著降低32.8%和67.7%(P＜0.05);而仅接种CE显著增加了玉米根部La和Pb的含量(P＜0.05), 分别为78.2%和67.7%;接种RI显著提高了玉米La的地上部转运率(P＜0.05), 2种接种处理均显著降低了Pb的转运率(P＜0.05).在中度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均显著降低了玉米地上部La和Pb的含量(P＜0.05), 分别为56.2%、62.8%和45.8%、67.7%, 而仅接种RI显著增加了玉米根部La和Pb的含量(P＜0.05), 分别为88.5%和52.4%;接种CE和RI均显著降低了玉米La和Pb的转运率(P＜0.05).在重度La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均使玉米地上部Pb含量显著降低了11.9%和16.9%, 根部Pb含量显著增加了92.6%和105.5%, 2种接种处理均显著降低了Pb的转运率(P＜0.05);而对于玉米地上部和根部La含量以及La的转运率, 2种接种处理均无显著影响.数据分析表明, 土壤中La-Pb复合污染程度的增加显著地增加了玉米地上部和根部La和Pb的含量以及Pb从根到叶的转运率(P＜0.001).接种AM真菌显著地降低了玉米地上部Pb含量, 显著地增加了玉米根部Pb含量(P＜0.001), 显著影响了La和Pb从根到叶的转运率(P＜0.05).双因素分析表明, 土壤中La-Pb复合污染程度与AM真菌的交互作用对玉米地上部和根部Pb含量的变化及La的转运率具有显著的影响(P＜0.001).
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图 1 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米植株地上部和根部La含量的影响 Fig. 1 Effects of inoculation with AM fungi on shoot and root La concentrations of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
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图 2 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米植株地上部和根部Pb含量的影响 Fig. 2 Effects of inoculation with AM fungi on shoot and root Pb concentrations of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
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图 3 接种AM真菌对不同程度La-Pb复合污染土壤中玉米植株La和Pb转运率的影响 Fig. 3 Effects of inoculation with AM fungi on La and Pb transport rate of maize grown in soils contaminated with three levels of La and Pb concentrations |
侵染率可以表征AM真菌和宿主之间的亲和力, 能够衡量其生态适应性[15].本试验结果表明, 在不同程度的La-Pb复合污染土壤, 接种CE和RI均与玉米植株建立了共生关系, 菌根侵染率在26.7%~95.8%之间, 表明2种AM真菌对La-Pb复合污染土壤环境具有一定的耐受性和适应性.在轻度和中度La-Pb复合污染土壤, 玉米菌根侵染率为82.2%~95.8%, 重度La-Pb复合污染显著抑制了2种AM真菌的侵染, 使平均侵染率降低了60.4%.班宜辉等[16]在研究铅锌复合污染区AM真菌侵染特征时发现, 当污染指数Pi为1.1的尾矿荒山和Pi为2.7的尾矿坝植物根系侵染率相差不大, 分别为12.2%和15.6%, 显著高于Pi为10.2的废弃冶炼厂植物的侵染率(3.2%).陈秀华[9]的研究显示当外源La含量小于10 mg·kg-1, 随着含量的增大, 接种Gigaspora margarita和Glomus intraradices对紫云英的侵染率没有显著变化; 而外源La含量为20 mg·kg-1时, 2种真菌的侵染率平均下降了45%.王芳等[14]的研究发现, 重度Ce污染(1000 mg·kg-1)土壤玉米根系菌根侵染率仅为轻度Ce污染土壤(100 mg·kg-1)的9.6%.研究显示, 污染土壤中重金属或稀土等有害元素的存在对植物菌根侵染率的影响具有一定的阈值范围, AM真菌的侵染受轻度、中度La-Pb复合污染的影响较小, 而重度La-Pb复合污染会显著抑制AM真菌的侵染.影响菌根侵染率变化趋势的原因可能是由于高含量污染物对玉米根内的AM真菌结构, 尤其是AM真菌的丛枝和泡囊结构(两者分别是AM真菌与宿主进行养分交换、AM真菌养分储存的结构), 均具有明显的抑制作用[17]; 另外, 有研究发现根际AM真菌孢子含量与污染物种类和含量等因素有关[16], 孢子密度会随土壤中污染物含量的增加呈现先升高后降低的趋势.在中度和重度La-Pb复合污染土壤, RI接种处理的玉米菌根侵染率显著高于CE, 表明RI对La-Pb复合污染土壤的生态适应性较好.有研究表明, AM真菌种间或菌株间的生态适应性不同可能是由于存在功能上的差异导致的, 造成差异的原因除与真菌代谢活性有关, 还与其菌丝分布、吸收的空间特征有关[18].
本研究结果显示, 随着土壤La-Pb复合污染程度的增加, 玉米植株的生物量呈显著降低的趋势. Wang等[19]比较了单一La、Zn胁迫对白菜(Brassica campestris L.)生长的影响, 当La或Zn含量从5 mg·kg-1增加到100 mg·kg-1, 对白菜根、茎及鲜重均具有明显抑制作用, 且La的抑制作用较明显.杨玉荣[20]研究发现, 在0和500 mg·kg-1 Pb胁迫水平下, 刺槐(Robinia pseudoacacia L.)幼苗的株高、叶片茎和根系干重均显著高于在1 000 mg·kg-1和2 000 mg·kg-1 Pb胁迫水平下的生长指标.王芳等[14]研究结果显示, 当土壤中Ce的含量由100 mg·kg-1增加至1 000 mg·kg-1时, 玉米的地上部干重、根部干重分别降低了63.8%和56.8%.研究表明, Pb对植物生长的影响是显著的, 能减少根细胞的有丝分裂速度, 造成植物生长缓慢, Pb在植物组织中的累计可导致氧化过程、光合过程和脂肪代谢过程强度减弱; 同时, Pb毒害还可引起根吸水量减少, 耗氧量增大, 阻碍植物生长, 甚至引起植物死亡[21].过量的La对植物的毒害作用与重金属相似, 可抑制植物生长, 降低叶绿素a/b的比值, 增加过氧化物酶的活性、细胞膜的透性和脯氨酸的含量[22]. Pb和La在土壤中单一累积会对植物生长产生显著的抑制作用, La-Pb复合污染土壤对植物生长的毒害作用也随着其含量增加呈现一致的增强趋势.有研究表明, 在重金属或稀土单一胁迫条件下, AM真菌可以通过多种机制减轻重金属和稀土对植物的毒害作用, 促进植物生长[23].本研究显示, AM真菌对中度和重度La-Pb复合污染土壤玉米的生长均具有显著的促进作用, 对中度La-Pb复合污染胁迫下玉米生长的促进作用更显著.陈则友等[24]研究发现, 接种Glomus aggregatum和Glomus constrictum可以使生长在稀土尾矿(同时含有重金属和稀土元素)中的黑麦草(Lolium perenne L.)和狗牙根(Cynodon dactylon(L.)Pers.)株高、地上、地下部干重分别提高76%、203%、482%和119%、291%、247%. Guo等[25]研究显示, 接种Glomus versiforme使生长在稀土尾矿中的披碱草(Elymus dahuricus Turcz.)地上部和根部干重增加了83%和103%. AM真菌对La-Pb复合污染胁迫下玉米植株生长的促进作用, 说明AM真菌能够提高复合污染土壤上植物的抗逆性, 减轻复合污染对植物的毒害作用.许多研究表明, AM真菌提高宿主植物耐受污染胁迫发挥的间接作用主要是通过影响宿主植物矿质营养状况实现的[26], 接种AM真菌可以促进植株对矿质元素的吸收与转运, 改善营养状况及其对植物的生长效应, 与本研究结果相符.另外, AM真菌没有显著影响轻度La-Pb复合污染土壤玉米的生长, 可能的原因是稀土元素“低促高抑”的Hormesis效应, 低含量La能够对植物生长产生刺激作用[27], 在此基础上叠加菌根共生关系中的成本效益不平衡, 从而使AM真菌对植物生长的促进作用没有显现出来.
矿质元素是植物正常生长发育所必需的, 主要包括大量元素氮(N)、磷(P)、钾(K), 中量元素钙(Ca)、镁(Mg)和微量元素铁(Fe)、锰(Mn)、铜(Cu)等.这些元素一方面可以作为植物组织的构成成分或直接参与新陈代谢, 另一方面在一定条件下对重金属胁迫也具有一定的缓解作用.本研究结果显示, La-Pb复合污染程度的增加显著抑制了玉米植株对于N、P、K、Ca、Mg的吸收, 使玉米地上部和根部P的含量分别降低了20.5%和8.9%.重金属离子会造成植株矿质营养的胁迫伤害, 通过拮抗或协同作用造成植物体内矿质元素失调[28]; 而过量的稀土元素可以聚集在植物细胞表面, 从而改变其微观结构及膜的渗透性, 抑制矿质元素的吸收[29].因此, 当土壤中La和Pb的含量过高时, 植物对矿质元素的吸收会明显受到抑制. AM真菌能够不同程度地促进玉米在La-Pb复合污染胁迫下对矿质元素的吸收, 尤其是对P的吸收, 提高植物对复合污染的抗逆性. AM真菌对不同矿质元素吸收促进作用的机制不尽相同, 其主要为AM真菌根外菌丝不仅能有效拓展植物根系与土壤的接触面积, 而且能将吸收范围延伸至植物根系直接吸收土壤营养而形成的营养匮乏区之外[30], 或者通过分泌胞外酶、球囊霉素等来提高土壤结构的稳定性, 促进宿主植物对矿质元素的吸收[31], 该机制已经在紫云英等植物上获得一致的结果[32]. AM真菌提高了植物对矿质元素的吸收转运效率, 满足植物对矿质营养的需要, 从而增强了植物抗逆境胁迫的能力.
自从Elser等[33]首先明确提出生态化学计量学的概念以来, 在验证不同生态系统是否存在恒定的生态化学计量学特征[34]、生态系统限制养分的判断[35]以及C:N:P与生物生长率的关系[36]等方面的研究和应用十分广泛.生长率假说是分子水平生态化学计量学研究中极为典型的理论, 其认为生物的生长过程实质上是对C、N、P等元素的积聚与相对比例的调节过程[37], 植物体内P含量快速增加极大程度地促进了其生长速率, 该特征通常与高含量的核糖体RNA有联系.因此, 生长率高的植物体具有较低的C:P和N:P[33, 38], 对热带树木和藤蔓植物的研究发现, 高生长率时N:P生长率负相关[39].本研究结果显示, 随着La-Pb复合污染程度的增加, 玉米植株地上部和地下部的C:P和N:P显著增加(P＜0.001), 接种AM真菌显著改变了玉米C:N:P生态化学计量比, 主要表现为C:P和N:P的降低, 尤其是N:P, 更显著地促进了宿主植物对P的吸收, 试验结果符合生长率假说.任书杰等[40]的研究表明我国陆地植物的N:P高于全球平均值, 说明我国陆地植物相对国外更缺P.菌根的形成有利于植物增加磷酸酶的分泌量, 促进了植物对难溶性磷酸盐的吸收[41], 而植株体内P含量的增加有利于核糖体RNA的合成进而提高植株体内蛋白质含量[42], 促进复合污染逆境中植株的生长.郭伟等[43]研究稀土尾矿上接种Glomus versiforme对大豆的C:N:P的影响时, 也得到了一致的变化趋势.
本研究结果显示, 玉米植株体内La、Pb含量与复合污染土壤中La、Pb含量成正相关.熊双莲等[44]研究发现水培条件下雪菜幼苗体内La、Pb含量与溶液中La、Pb含量正相关.在不同程度的La-Pb复合污染土壤, 接种AM真菌均显著降低了玉米地上部Pb含量, 显著增加了根部Pb含量, 有效抑制了Pb从根部向地上部的转运.许多研究表明, AM真菌与宿主植物形成的共生体可以通过催化合成植物螯合态合成酶(PCs)螯合细胞质中的重金属离子, 并转移至植物液泡来有效提高植物对重金属的耐受性[45]; 还可以通过球囊霉素的螯合作用和菌丝的固持作用对重金属离子产生“过滤效应”, 使宿主植物选择性地减少重金属污染物进入植物体内, 并显著降低重金属从根部向地上部的转运[46].杨玉荣[20]的研究发现, Rhizophagus intraradices可以影响植物对Pb的富集特征, 通过菌丝、泡囊等结构将过量的Pb固定在根系部位, 显著降低Pb从地下到地上部分的转运率, 有效抑制了过量的Pb对植株地上部的毒害, 减少叶片的自由基积累, 维持正常的光合作用, 与本研究得出的结果相一致.本研究发现, 接种AM真菌对La-Pb复合污染胁迫下玉米植株La含量的影响与土壤中污染物含量有关.王芳等[14]研究发现AM真菌对玉米植株Ce含量的影响也与土壤中Ce的污染程度有关.高含量La(>5 mg·kg-1)污染条件下, 接种AM真菌Gigaspora margarita和Glomus intraradices显著降低了紫云英地上部和根部La含量, 而对低含量La没有显著影响[9], 且3种AM真菌与紫云英共生对其吸收La的影响也不一致.有研究表明, 在土壤-植物系统中, 重金属和稀土之间存在一定的交互作用[43], 且有明显的含量效应关系[47], Pb的含量也会影响植物对La的吸收.有研究发现, La、Pb在植株体内均属于难迁移元素, 大部分La、Pb累积在植株根部, 而中高含量Pb胁迫条件下, La与Pb在根细胞壁中存在竞争关系[44].因此, 在La-Pb复合污染土壤中, AM真菌对植物吸收稀土元素的影响, 可能是AM真菌、稀土和重金属种类、含量等多因素交互作用的结果.接种AM真菌对稀土-重金属复合污染土壤中植物吸收重金属和稀土元素的影响及其机制研究较少, 应进一步深入研究, 探明稀土-重金属复合污染环境中AM真菌影响植物吸收、转运和积累稀土元素和重金属的可能机制.
4 结论(1) 在不同程度的镧-铅复合污染土壤上, 接种AM真菌CE和RI的玉米平均菌根侵染率为26.7%~95.8%, 菌种RI对镧-铅复合污染土壤的生态适应性优于CE, 菌根侵染率随复合污染程度的增加而显著降低.
(2) 随着土壤中镧-铅复合污染含量的增加, 玉米植株生物量和矿质营养元素吸收显著降低, 植株C:P和N:P显著增加.
(3) 接种AM真菌显著促进了镧-铅复合污染土壤上玉米的生长, 改善了植株的营养状况, 特别是增加了玉米对P的吸收, 显著降低了植株C:P和N:P.
(4) 玉米植株内La、Pb含量随着土壤镧-铅复合污染含量增加而增加; 接种AM真菌显著增加了3种程度镧-铅复合污染土壤中玉米根部的Pb含量, 而降低了地上部的Pb含量, 显著抑制Pb从根部向地上部的转运; AM真菌对玉米植株La含量和转运率的影响与土壤中镧-铅复合污染物的含量有关.
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