叢枝菌根真菌和納米磁性氧化鐵對(duì)玉米生長(zhǎng)和Fe吸收的影響

曹際玲，馮有智，林先貴①

(1.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008；2.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所-香港浸會(huì)大學(xué)土壤與環(huán)境聯(lián)合開放實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

叢枝菌根真菌和納米磁性氧化鐵對(duì)玉米生長(zhǎng)和Fe吸收的影響

曹際玲1,2,3，馮有智1,2，林先貴1,2①

(1.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008；2.中國(guó)科學(xué)院南京土壤研究所-香港浸會(huì)大學(xué)土壤與環(huán)境聯(lián)合開放實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008；3.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

采用溫室盆栽試驗(yàn)方法，模擬不同納米磁性氧化鐵(Fe3O4)施加水平(0.1、1.0和10.0 mg·kg-1)的土壤，研究接種叢枝菌根(arbuscular mycorrhizal，AM)真菌Glomuscaledonium對(duì)玉米(Zeamays)植株生長(zhǎng)的影響。結(jié)果表明，納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下顯著降低(P<0.05)玉米植株地上部和地下部生物量、AM真菌侵染率和玉米植株養(yǎng)分(N、P、Ca、Zn)含量，顯著增加(P<0.05)玉米植株地上部Fe含量。與未接種處理相比，在10.0 mg·kg-1的納米Fe3O4施加水平下，接種AM真菌顯著提高玉米植株總Fe吸收量和地下部Fe含量(P<0.05)，但顯著降低Fe的轉(zhuǎn)運(yùn)比率和玉米植株地上部Fe含量(P<0.05)，改善玉米植株體內(nèi)養(yǎng)分含量，最終顯著促進(jìn)玉米植株生長(zhǎng)(P<0.05)。該結(jié)果表明接種AM真菌可提高Fe在植物根系的分配比例，降低Fe向植株地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，從而緩解納米Fe3O4對(duì)宿主植物的毒害作用。

納米Fe3O4；Glomuscaledonium；玉米；Fe吸收

人工納米材料(engineered nanomaterials,ENMs)應(yīng)用廣泛,易通過生產(chǎn)、儲(chǔ)藏、使用及廢物處理等環(huán)節(jié)進(jìn)入大氣、水體和土壤等環(huán)境中[1]。目前主要通過模型預(yù)測(cè)納米材料在環(huán)境中的濃度[2],如GOTTSCHALK等[3]和SUN等[4]通過模型預(yù)測(cè)發(fā)現(xiàn)ENMs在土壤中的濃度遠(yuǎn)高于大氣和水體。據(jù)統(tǒng)計(jì),ENMs主要通過污泥農(nóng)用、土壤修復(fù)劑和工廠泄露等途徑進(jìn)入土壤[5]。此外,大氣沉降和農(nóng)田灌溉可將ENMs從大氣和水體帶入土壤[6]。ENMs進(jìn)入土壤后,勢(shì)必會(huì)對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生一定程度的影響[7]。

植物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組分之一,可通過吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、累積和食物鏈傳遞將ENMs帶入生物體內(nèi),對(duì)生物產(chǎn)生潛在風(fēng)險(xiǎn)[8]。因此,ENMs對(duì)于植物的生物效應(yīng)應(yīng)引起廣泛關(guān)注。YIN等[9]通過顯微技術(shù)觀察到納米銀(Ag)通過吸附附著在植物根系表面,經(jīng)氧化溶解Ag穿過細(xì)胞膜進(jìn)入細(xì)胞內(nèi),而后轉(zhuǎn)運(yùn)至植物其他部位,影響植物生長(zhǎng)。SERVIN等[10]發(fā)現(xiàn)納米二氧化鈦(TiO2)可進(jìn)入黃瓜體內(nèi),改變黃瓜果實(shí)中脂質(zhì)、氨基化合物和碳水化合物等的化學(xué)環(huán)境,從而降低黃瓜的營(yíng)養(yǎng)價(jià)值。納米磁性氧化鐵(Fe3O4)也被發(fā)現(xiàn)可產(chǎn)生氧化脅迫,進(jìn)入植物組織[11-12]。雖然目前針對(duì)ENMs的植物效應(yīng)的研究已有較多報(bào)道,但多基于植物,缺少微生物的協(xié)同作用研究[13]。在自然生態(tài)系統(tǒng)中,植物與微生物之間相互影響相互作用,構(gòu)成植物-微生物生態(tài)區(qū)域[14]。已有研究發(fā)現(xiàn)微生物能通過自身或其代謝產(chǎn)物影響ENMs活性,進(jìn)而改變ENMs的植物效應(yīng)[15]。因此,ENMs對(duì)植物-微生物的影響更值得重視。

叢枝菌根(arbuscular mycorrhizal,AM)真菌是土壤生態(tài)系統(tǒng)中一類廣泛存在的共生微生物,通過侵染植物根系與陸地上約90%的植物形成互惠共生體,可促進(jìn)植物吸收氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素[16]。此外,AM真菌的根內(nèi)和根外菌絲均具有較高的重金屬吸附能力[17],可影響植物對(duì)污染物的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累,對(duì)農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量安全具有重要意義[18]。目前已有大量文獻(xiàn)證實(shí)AM真菌可提高植物體內(nèi)營(yíng)養(yǎng)元素含量,改變植物對(duì)重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn),增強(qiáng)植物對(duì)重金屬脅迫的抵抗作用[19]。王衛(wèi)中等[20]發(fā)現(xiàn)AM真菌增加了玉米植株對(duì)氮、磷、鉀等養(yǎng)分的吸收,并通過將Zn固定在植物根部/根內(nèi)菌絲,減少Zn向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn),從而緩解納米氧化鋅(ZnO)對(duì)植物的毒害作用。FENG等[21]發(fā)現(xiàn)納米Ag處理下AM真菌減少了Ag在植物體內(nèi)的累積量,降低了納米Ag對(duì)植物生長(zhǎng)的抑制作用。但由于AM真菌的生態(tài)功能受污染物種類、宿主植物等多種因素的影響[22],其他ENMs如納米Fe3O4與AM真菌之間的關(guān)系值得深入研究。

選取典型納米材料納米Fe3O4為研究對(duì)象,以玉米(Zeamays)為供試植物,在盆栽條件下模擬不同水平納米Fe3O4污染的土壤,研究接種AM真菌和施加納米Fe3O4對(duì)玉米植株生長(zhǎng)、營(yíng)養(yǎng)狀況和Fe吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)的影響,旨在評(píng)價(jià)AM真菌和納米Fe3O4對(duì)玉米植株生長(zhǎng)和Fe吸收的影響。該研究不僅可為未來納米Fe3O4的生產(chǎn)使用提供理論指導(dǎo),還可為AM真菌的應(yīng)用和降低作物污染風(fēng)險(xiǎn)提供一定依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試植物為玉米。供試納米Fe3O4采用氧化-沉淀法制備[23]。利用透射電子顯微鏡(TEM,JEOL/JEM-2000E)測(cè)定納米Fe3O4的形態(tài)特征(圖1),結(jié)果顯示納米Fe3O4為圓形。利用選區(qū)電子衍射(SAED)(ED,JEOL,JEM-200EX)分析400個(gè)粒子,得出其平均粒徑為 (10.5±2.6) nm。用Zeta電位儀(BECKMAN,Delsa 440SX)測(cè)定納米Fe3O4的Zeta電位約為(-23.90±0.42) mV。微米Fe3O4購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司,分析純,純度為99%,平均粒徑約為5 μm。

圖1 納米Fe3O4的TEM圖和粒徑分布Fig.1 TEM image and relative size distribution of iron oxide magnetic nanoparticles

供試土壤采自中國(guó)科學(xué)院封丘農(nóng)業(yè)生態(tài)實(shí)驗(yàn)站(35°00′ N,114°24′ E)一小麥田。小麥成熟后,采集表層0～15 cm土壤,經(jīng)自然風(fēng)干后去除植物殘?bào)w及石塊,過2 mm孔徑篩,置于4 ℃冷庫(kù)中備用。土壤類型為華北平原的典型潮土,土壤基本理化性質(zhì):pH值為8.45,w(全氮)為0.59 g·kg-1,w(全磷)為0.55 mg·kg-1,w(全鉀)為16.9 mg·kg-1,w(有機(jī)碳)為4.62 g·kg-1。所接種的AM真菌為實(shí)驗(yàn)室分離保藏的蘇格蘭球囊霉菌(Glomuscaledonium)[24],以河沙為培養(yǎng)基質(zhì),以白三葉草(Trifoliumrepens)為宿主植物進(jìn)行擴(kuò)大繁殖,去掉植物地上部,將根剪碎,以獲得的含有AM真菌孢子、菌絲、侵染根段等繁殖體和根際沙土的菌劑為接種物。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置3個(gè)在納米Fe3O4生物效應(yīng)研究中常用的施加水平(0.1、1.0和10.0 mg·kg-1，代號(hào)分別為NL、NM和NH)[25],并設(shè)置相應(yīng)施加水平的微米Fe3O4(代號(hào)分別為WL、WM和WH)為對(duì)照,以不添加Fe3O4材料的處理為空白對(duì)照,每個(gè)水平下設(shè)置接種AM真菌(+M)和不接種AM真菌(-M)處理,共14個(gè)處理,每個(gè)處理3次重復(fù)。

選用250 mL塑料盆(上口直徑7.0 cm,高9.2 cm),每盆裝入180 g風(fēng)干過篩土。接種AM真菌的處理每盆施加9 g AM菌劑(接種量為土壤總量的5%),采用混施法將其與土壤混勻;不接種處理加入等量滅活菌劑,采用121 ℃高壓蒸汽滅菌鍋進(jìn)行間歇式滅菌,每次0.5 h,滅4次,并澆上上述菌劑濾液,使其他微生物群落盡量與接種處理一致。采用逐級(jí)混勻法施加納米Fe3O4或微米Fe3O4[26]。玉米種子先用w=0.5%的NaClO表面消毒后放于浸水的濾紙上，并將其置于25 ℃培養(yǎng)箱中催芽48 h,選取已發(fā)芽的種子,移栽至裝有土壤和納米Fe3O4或微米Fe3O4的混合基質(zhì)中,每盆播種2顆,覆土0.5 cm。試驗(yàn)在日光溫室進(jìn)行,光照時(shí)間為每天12 h,白天和夜間溫度分別約為28和20 ℃,相對(duì)濕度為40%～60%。各處理在溫室中隨機(jī)排列,每3 d重新隨機(jī)排列各盆的位置,定期用稱重法澆水。每盆每周澆灌20 mL Hoagland營(yíng)養(yǎng)液,以保證植物生長(zhǎng)。待苗齡20 d時(shí)各處理間植物生長(zhǎng)呈明顯差異,收獲所有玉米植株。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法

分開收獲玉米植株地上部和地下部,依次用自來水和蒸餾水沖洗,105 ℃殺青30 min后,70 ℃烘干48 h,稱干重[27]317。地下部烘干前挑取部分細(xì)根稱鮮重,KOH消煮后用曲利苯藍(lán)進(jìn)行染色,利用根段頻率標(biāo)準(zhǔn)法檢測(cè)AM真菌對(duì)玉米根系的侵染率[28]。玉米植株地上部和地下部烘干后粉碎分為2份：一份用H2SO4-H2O2消煮,用凱氏定氮儀測(cè)定氮(N)含量,用鉬銻抗比色法測(cè)定磷(P)含量,用火焰光度計(jì)測(cè)定鉀(K)含量[29]；另一份用濃HNO3消煮,用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定鋅(Zn)、鎂(Mg)、鈣(Ca)和鐵(Fe)含量[27]336。從3個(gè)方面評(píng)估玉米植株Fe的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)率:(1)玉米植株地上部和地下部Fe含量;(2)單個(gè)植株Fe吸收總量;(3)Fe轉(zhuǎn)運(yùn)率。

采用TEM(JEOL/JEM-2000E)觀察Fe在玉米根系的分布情況[30]。首先將新鮮玉米根尖放入pH值為7.2的磷酸緩沖液中,放于潔凈的載玻片上，用刀片切成1 mm×1 mm的小塊,然后迅速放入用上述pH值的磷酸緩沖液配制的φ=4%的戊二醛中,4 ℃ 條件下固定2 h。然后用緩沖液換洗4次,置于上述磷酸緩沖液配制的w=1%的鋨酸中,4 ℃冰箱過夜后用酒精脫水,丙酮過渡,Epon 812包埋,LKB-V型超薄切片機(jī)切片,醋酸雙氧鈾及檸檬酸鉛染色。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

根據(jù)植株生物量和Fe含量計(jì)算總Fe吸收量和Fe的轉(zhuǎn)運(yùn)率。單個(gè)植株Fe吸收總量=地上部生物量×地上部Fe含量+地下部生物量×地下部Fe含量;Fe轉(zhuǎn)運(yùn)率=玉米植株地上部Fe含量/玉米植株體內(nèi)Fe總吸收量。

采用Excel 2007軟件計(jì)算數(shù)據(jù)的平均值和標(biāo)準(zhǔn)偏差,SPSS 18.0軟件進(jìn)行單因素和雙因素方差分析。單因素方差分析中首先采用Tukey檢驗(yàn)對(duì)測(cè)定指標(biāo)在各處理間的差異顯著性(α=0.05)進(jìn)行多重比較,然后采用雙因素方差分析AM真菌與Fe3O4施加水平之間的交互作用,最后采用Origin 8.6軟件繪制數(shù)據(jù)圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 AM真菌侵染率

不同處理下玉米根系A(chǔ)M真菌侵染率見圖2。

WL、WM和WH以及NL、NM和NH分別表示微米Fe3O4或納米Fe3O4的施加水平為0.1、1.0和10.0 mg·kg-1。柱子上方英文小寫字母不同表示不同處理間AM真菌侵染率差異顯著(P<0.05)。不同處理樣品在環(huán)境變量及其延長(zhǎng)線上的圖2 不同處理對(duì)玉米根系A(chǔ)M真菌侵染率的影響Fig.2 Root mycorrhizal colonization rate under different treatments

未接種AM真菌下,玉米根系被土著AM真菌侵染。與對(duì)照相比,3個(gè)微米Fe3O4施加水平均未顯著影響AM真菌侵染率,而納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下使AM真菌侵染率顯著降低(P<0.05)。與對(duì)照相比,接種AM真菌后微米Fe3O4和納米Fe3O4均對(duì)AM真菌侵染率無顯著影響。但與未接種AM真菌處理相比,接種處理顯著提高了10.0 mg·kg-1的納米Fe3O4施加水平下AM真菌侵染率(P<0.05)。接菌和施加水平及兩者的交互作用均顯著影響AM真菌侵染率(P<0.05)。

2.2 玉米植株生物量

由圖3可知,不同處理下玉米植株地上部和地下部生物量不同。與對(duì)照相比,接種和未接種AM真菌處理下,3個(gè)微米Fe3O4施加水平均未顯著影響玉米植株地上部和地下部生物量;未接種AM真菌處理下,10.0 mg·kg-1納米Fe3O4施加水平顯著降低了玉米植株地上部和地下部生物量(P<0.05)。接種AM真菌的玉米植株地上部和地下部生物量在高納米Fe3O4施加水平下顯著高于未接種處理(P<0.05),但在較低納米Fe3O4施加水平下接種AM真菌的效果不明顯。接種顯著影響了玉米植株地上部和地下部生物量(P<0.05)。

WL、WM和WH以及NL、NM和NH分別表示微米Fe3O4或納米Fe3O4的施加水平為0.1、1.0和10.0 mg·kg-1。柱子上方英文小寫字母不同表示不同處理間生物量差異顯著(P<0.05)。不同處理樣品在環(huán)境變量及其延長(zhǎng)線上的圖3 不同處理對(duì)玉米植株地上部和地下部生物量的影響Fig.3 Plant biomass under different treatments

2.3 玉米植株養(yǎng)分含量

由表1可知,不同處理下玉米植株地下部和地上部養(yǎng)分含量不同。與對(duì)照相比,接種和未接種AM真菌處理下,3個(gè)微米Fe3O4施加水平均未顯著影響玉米植株地上部和地下部養(yǎng)分含量;而在未接種AM真菌下,在10.0 mg·kg-1納米Fe3O4施加水平下顯著降低玉米植株地下部N、P、Ca和Zn含量(P<0.05),并顯著降低地上部Ca、Zn和Mg含量(P<0.05)。與未接種處理相比,接種AM真菌的玉米植株地下部P、Ca、Zn和Mg含量在10.0 mg·kg-1納米Fe3O4施加水平下顯著增高(P<0.05),N和K含量呈增加趨勢(shì),地上部?jī)HMg含量顯著增加(P<0.05),N、P、K、Ca和Zn含量呈增加趨勢(shì),但在較低納米Fe3O4施加水平下接種AM真菌的效果不明顯。接種、施加水平和兩者的交互作用顯著影響玉米植株地下部Ca和Zn含量及地上部Mg含量(P<0.05)。

2.4 玉米植株Fe含量、Fe吸收量、轉(zhuǎn)運(yùn)率和Fe在根系的分布情況

由圖4可知,未接種AM真菌下,3個(gè)微米Fe3O4施加水平均未顯著影響玉米地上部和地下部Fe含量、Fe吸收量和轉(zhuǎn)運(yùn)率;而納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下顯著增加玉米地上部Fe含量(P<0.05)。接種AM真菌后,納米Fe3O4顯著增加玉米地下部Fe含量和吸收量,降低了Fe由玉米地下部轉(zhuǎn)至地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)率(P<0.05)。雙因素方差分析結(jié)果顯示接種顯著影響玉米植株地上部、地下部Fe含量、吸收量和轉(zhuǎn)運(yùn)率(P<0.05)。TEM結(jié)果顯示納米Fe3O4在玉米根系細(xì)胞的分布情況(圖5),Fe以納米形式存在,納米Fe3O4表現(xiàn)出一定程度的團(tuán)聚。

3 討論

3.1 納米Fe3O4對(duì)玉米菌根生長(zhǎng)的影響

AM真菌侵染率是衡量AM真菌與宿主植物之間互惠共生關(guān)系的重要指標(biāo)[31]。重金屬、干旱、土壤磷含量和納米ZnO等可降低AM真菌對(duì)植物根系的侵染率[32-35]。通過盆栽試驗(yàn),模擬不同納米Fe3O4污染水平的土壤,發(fā)現(xiàn)土壤添加不同水平的納米Fe3O4后,雖然玉米根系與土著AM真菌成功建立了互惠共生關(guān)系,AM真菌侵染率達(dá)14.5%±2.1%～22%±2.8%,但施加10.0 mg·kg-1水平的納米Fe3O4顯著抑制了菌根的生長(zhǎng),而不同施加水平的微米Fe3O4對(duì)菌根侵染率的影響較小,表明納米Fe3O4對(duì)菌根生長(zhǎng)的影響與其粒徑有關(guān)。納米Fe3O4因其納米粒徑具有較高的比表面積和較強(qiáng)的比表面活性,比相同水平的微米Fe3O4更易釋放Fe離子,如HE等[25]通過測(cè)定發(fā)現(xiàn)施加納米Fe3O4的土壤中溶解性Fe比相應(yīng)水平的微米Fe3O4高。Fe2+在被氧化的過程中可產(chǎn)生超氧自由基等對(duì)細(xì)胞造成氧化脅迫[36]。例如,AUFFAN等[36]研究指出納米Fe3O4可產(chǎn)生活性氧對(duì)大腸桿菌產(chǎn)生毒害作用。接種AM真菌(Glomuscaledonium)后,在10.0 mg·kg-1納米Fe3O4施加水平下AM真菌侵染率增加,這可能與Glomuscaledonium的特性有關(guān),Glomuscaledonium不僅可通過孢子萌發(fā)的菌絲侵染植物根系，還可通過菌絲體片段或菌根段侵染植物根系[37]。HU等[38]也指出重金屬污染下,接種AM真菌(Glomuscaledonium)增加了AM真菌侵染率。沙培中納米Fe3O4未對(duì)Glomuscaledonium侵染三葉草根系產(chǎn)生影響,而納米Ag在0.1～1.0 mg·kg-1下增加了Glomuscaledonium對(duì)三葉草根系的侵染率[21],表明ENMs對(duì)AM真菌的影響與ENMs種類、濃度等有關(guān)。這可能是由于ENMs的穩(wěn)定性、溶解性和生物有效性等環(huán)境行為與多種因素有關(guān)[39]。

表1 不同處理下玉米植株地下部N、P、K、Ca、Zn、Mg含量Table 1 Contents of N, P, K, Ca, Zn, Mg elements in maize roots mg·kg-1

+M表示接種AM真菌,-M表示不接種AM真菌。同一植株部位數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同處理及施加水平間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。

3.2 納米Fe3O4條件下接種AM真菌對(duì)玉米植株生長(zhǎng)的影響

隨著土壤施加納米Fe3O4水平的增加,玉米植株的生物量呈下降趨勢(shì),納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下顯著降低了玉米植株地上部和地下部生物量,特別是地下部生物量的降幅更大,與其他ENMs對(duì)小麥、玉米等的研究結(jié)果一致,這可能是由于植物地下部與土壤中ENMs直接接觸,導(dǎo)致地下部受到的傷害更大[40]。WANG等[12]研究發(fā)現(xiàn)納米Fe3O4對(duì)植物產(chǎn)生氧化脅迫,地下部受到的脅迫作用比地上部更大,并推測(cè)可能是納米Fe3O4吸附在根表面,或者進(jìn)入根細(xì)胞,破壞了根系的生理功能。根系生理功能的變化將影響其對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的吸收。

WL、WM和WH以及NL、NM和NH分別表示微米Fe3O4或納米Fe3O4的施加水平為0.1、1.0和10.0 mg·kg-1。同一幅圖中直方柱上方英文小寫字母不同表示不同處理間某指標(biāo)差異顯著(P<0.05)。植株質(zhì)量以干重計(jì)。不同處理樣品在環(huán)境變量及其延長(zhǎng)線上的圖4 不同處理對(duì)玉米植株地上部、地下部Fe含量、Fe吸收量和Fe轉(zhuǎn)運(yùn)率的影響Fig.4 Shoot and root Fe concentrations, individual Fe acquisitions and Fe translocation efficiency

圖5 施加10.0 mg·kg-1納米Fe3O4下玉米根系對(duì)納米Fe3O4的吸收Fig.5 Representative transmission electron microscopy images of roots of maize under 10.0 mg·kg-1 of iron oxide magnetic nanoparticles

納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下減少了玉米根系對(duì)土壤中營(yíng)養(yǎng)元素的吸收,玉米根系N、P、K、Ca、Zn、Mg等元素含量幾乎均顯著下降。王衛(wèi)中等[20]也發(fā)現(xiàn)納米ZnO抑制了玉米根系對(duì)N、P、K、Fe、Cu等營(yíng)養(yǎng)元素的吸收。此外,當(dāng)納米Fe3O4為10.0 mg·kg-1施加水平時(shí)AM真菌侵染率的下降也將影響植物根系對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收。AM真菌侵染率與植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收之間存在密切關(guān)系[41]。AM真菌在促進(jìn)宿主植物對(duì)土壤養(yǎng)分吸收,尤其在P吸收方面有突出作用[31]。除了P,AM真菌對(duì)宿主植物N、K、Ca、Mg、Fe、Zn等營(yíng)養(yǎng)元素吸收方面也具有一定的改善作用[41]。在10.0 mg·kg-1納米Fe3O4施加水平下,接種AM真菌顯著促進(jìn)玉米植株生長(zhǎng),改善N、P、K、Ca、Zn、Mg等礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng),這可能是由于接種AM真菌增加了其對(duì)植物根系的侵染率,菌絲擴(kuò)大了植物的根系范圍和根的吸收面積,增強(qiáng)了植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)的吸收能力[42]。在未施加納米Fe3O4和施加低水平納米Fe3O4處理下,接種AM真菌對(duì)玉米植株生長(zhǎng)和營(yíng)養(yǎng)吸收的影響不明顯,這可能是因?yàn)樵谡Ｍ寥罈l件下植物與土壤中AM真菌已形成比較穩(wěn)定的互惠共生關(guān)系,而低水平納米Fe3O4未對(duì)玉米產(chǎn)生較明顯的脅迫作用,因而AM真菌未發(fā)揮作用,表明AM真菌發(fā)揮作用有一個(gè)納米Fe3O4閾值,只有高于這個(gè)閾值,AM真菌才有助于植物抵抗逆境,筆者前期研究發(fā)現(xiàn)AM真菌需在一定納米Ag脅迫水平下才能發(fā)揮作用[20]。此外,AM真菌只能在一定程度范圍內(nèi)的重金屬脅迫下起作用,因?yàn)楦邼舛戎亟饘倏山档虯M真菌活性和侵染過程,進(jìn)而影響AM真菌功能的正常發(fā)揮[33]。不僅脅迫程度可影響AM真菌的功能,土壤P含量、AM真菌種類等均可影響AM真菌的功能[38-42]。因此,在利用AM真菌進(jìn)行生物污染修復(fù)時(shí),需考慮多種因素對(duì)AM真菌的影響。

3.3 納米Fe3O4條件下接種AM真菌對(duì)玉米植株吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)Fe的影響

在重金屬脅迫下,隨著土壤中重金屬含量的增加，AM真菌侵染率和植物生長(zhǎng)一般會(huì)降低,而植物體內(nèi)重金屬含量則會(huì)增加[33]。金屬ENMs處理下植物體內(nèi)金屬含量也隨著土壤或沙培基質(zhì)中金屬ENMs含量的增加而增加[40,43]。Fe作為植物生長(zhǎng)必需的微量元素[44],一般認(rèn)為植物體內(nèi)Fe含量達(dá)0.3 mg·g-1可保證植物正常生長(zhǎng),若Fe含量過高，植物會(huì)出現(xiàn)中毒癥狀[45]。在施加0.1、1.0和10.0 mg·kg-1納米Fe3O4處理下,玉米植株地上部Fe含量分別達(dá)0.34、0.56和0.65 mg·g-1。但納米Fe3O4僅在10.0 mg·kg-1施加水平下降低了玉米植株地上部和地下部生物量,表明該玉米品種對(duì)納米Fe3O4有一定的抗性。ZHU等[11]研究發(fā)現(xiàn)納米Fe3O4被植物根系吸收,并轉(zhuǎn)運(yùn)至植物其他組織。GHAFARIYAN等[45]也在植物體內(nèi)發(fā)現(xiàn)納米Fe3O4,并發(fā)現(xiàn)納米Fe3O4可隨著葉片的水分蒸發(fā)在葉片邊緣積累。TEM觀察發(fā)現(xiàn)納米Fe3O4分布在植物根系細(xì)胞內(nèi)。有研究[40-42]發(fā)現(xiàn)其他金屬ENMs,如納米ZnO、納米Ag和納米氧化銅(CuO)處理下,植物體內(nèi)相應(yīng)的Zn、Ag、Cu等含量增加,且DIMKPA等[43]通過TEM發(fā)現(xiàn)植物體內(nèi)Ag是以納米形式存在的,并發(fā)現(xiàn)納米Ag可能直接被植物吸收,或者納米Ag釋放的Ag離子被植物吸收轉(zhuǎn)運(yùn)后,在植物體內(nèi)被還原[46]。

AM真菌改變植物體內(nèi)重金屬含量是其提高植物抗逆性的一個(gè)重要機(jī)制[47]。在重金屬污染條件下,CHEN等[48]研究發(fā)現(xiàn)接種AM真菌增加了植物地下部Zn含量,減少了Zn往地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。劉德良等[49]研究指出接種AM真菌可增加植物對(duì)重金屬Cd、Zn等的吸收。納米Fe3O4在10.0 mg·kg-1施加水平下,接種AM真菌在促進(jìn)玉米生長(zhǎng)的同時(shí)增加了玉米地下部Fe含量和總Fe吸收量,降低了玉米地上部Fe含量和Fe轉(zhuǎn)運(yùn)率,該結(jié)果與納米ZnO處理下接種AM真菌增加了Zn在植物地下部的分配比例類似[20]。這可能是由于接種AM真菌改變了植物根系表面,從而影響了其對(duì)重金屬的吸附作用。植物根系表面在接種與未接種AM真菌處理之間是不同的。例如,SUBRAMANIAN等[50]指出AM真菌可提高植物根系密度和根系表面積。利用微計(jì)算機(jī)斷層掃描技術(shù)(micro computed tomography,micro-CT)也發(fā)現(xiàn)AM真菌促進(jìn)了植物根系的發(fā)育[21]。此外,菌絲密度增多也是AM真菌侵染植物根系的作用結(jié)果[51]。AM真菌的菌絲已被發(fā)現(xiàn)其表面積是根系表面的100多倍,且菌絲具有較強(qiáng)的吸收重金屬能力[17],菌絲的重金屬含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于根系內(nèi)含量[47]。因此,接種AM真菌后,重金屬被固定在菌絲組織中,減少了其向植物地上部的轉(zhuǎn)運(yùn),是降低重金屬對(duì)宿主植物毒害的重要機(jī)制。DIMKPA等[15]發(fā)現(xiàn)固氮微生物(PcO6)降低了植物地上部和地下部Cu含量,緩解了納米CuO對(duì)植物的毒性效應(yīng)。這可能是因?yàn)椴煌⑸飳?duì)ENMs的植物效應(yīng)、作用方式等的影響不同。因此,ENMs與植物-微生物之間的關(guān)系值得深入探討。

4 結(jié)論

通過模擬不同納米Fe3O4污染水平的土壤,發(fā)現(xiàn)10.0 mg·kg-1的納米Fe3O4可對(duì)玉米植株和AM真菌產(chǎn)生一定的毒性效應(yīng),降低了AM真菌侵染率和玉米植株對(duì)養(yǎng)分的吸收,抑制了玉米植株生物量的累積,同時(shí)Fe在玉米植株地上部累積量隨著納米Fe3O4處理濃度的增加而增加。

接種AM真菌在一定程度上緩解了納米Fe3O4對(duì)玉米植株生物量、養(yǎng)分含量和AM真菌的毒害作用,增加了Fe在玉米根系的分配比例,減少了Fe向玉米植株地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。因此,在未來納米Fe3O4污染的土壤中,接種AM真菌有利于提高玉米植株對(duì)納米Fe3O4的抵抗能力。

[1] NOWACK B.The Behavior and Effects of Nanoparticles in the Environment[J].Environmental Pollution,2009,157(4):1063-1064.

[2] CORNELIS G,HUND-RINKE K,KUHLBUSCH T,etal.Fate and Bioavailability of Engineered Nanoparticles in Soils:A Review[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology,2014,44(24):2720-2764.

[3] GOTTSCHALK F,SONDERER T,SCHOLZ R W,etal.Modeled Environmental Concentrations of Engineered Nanomaterials (TiO2,ZnO,Ag,CNT,Fullerenes) for Different Regions[J].Environmental Science & Technology,2009,43(24):9216-9222.

[4] SUN T Y,GOTTSCHALK F,HUNGERBüHLER K,etal.Comprehensive Probabilistic Modelling of Environmental Emissions of Engineered Nanomaterials[J].Environmental Pollution,2014,185(9):69-76.

[5] SIMONIN M,RICHAUME A.Impact of Engineered Nanoparticles on the Activity,Abundance,and Diversity of Soil Microbial Communities:A Review[J].Environmental Science and Pollution Research International,2015,22(18):13710-13723.

[6] NOWACK B,RANVILLE J F,DIAMOND S,etal.Potential Scenarios for Nanomaterial Release and Subsequent Alteration in the Environment[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2012,31(1):50-59.

[7] TOURINHO P S,VAN GESTEL C A M,LOFTS S,etal.Metal-Based Nanoparticles in Soil:Fate,Behavior,and Effects on Soil Invertebrates[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2012,31(8):1679-1692.

[8] RUFFINI C M,CREMONINI R.Nanoparticles and Higher Plants[J].Caryologia,2009,62(2):161-165.

[9] YIN L Y,CHENG Y W,ESPINASSE B,etal.More Than the Ions:The Effects of Silver Nanoparticles onLoliummultiflorum[J].Environmental Science & Technology,2011,45(6):2360-2367.

[10]SERVIN A D,CASTILLO-MICHEL H,HERNANDEZ-VIEZCAS J A,etal.Synchrotron Micro-XRF and Micro-XANES Confirmation of the Uptake and Translocation of TiO2Nanoparticles in Cucumber (Cucumissativus) Plants[J].Environmental Science & Technology,2012,46(14):7637-7643.

[11]ZHU H,HAN J,XIAO J Q,etal.Uptake,Translocation,and Accumulation of Manufactured Iron Oxide Nanoparticles by Pumpkin Plants[J].Journal of Environmental Monitoring,2008,10(6):713-717.

[12]WANG H H,KOU X M,PEI Z G,etal.Physiological Effects of Magnetite (Fe3O4) Nanoparticles on Perennial Ryegrass (LoliumperenneL.) and Pumpkin (Cucurbitamixta) Plants[J].Nanotoxicology,2011,5(1):30-42.

[13]GE Y,PRIESTER J H,MORTIMER M,etal.Long-Term Effects of Multiwalled Carbon Nanotubes and Graphene on Microbial Communities in Dry Soil[J].Environmental Science & Technology,2016,50(7):3965-3974.

[14]WAGG C,JANSA J,SCHMID B,etal.Belowground Biodiversity Effects of Plant Symbionts Support Aboveground Productivity[J].Ecology Letters,2011,14(10):1001-1009.

[15]DIMKPA C O,MCLEAN J E,BRITT D W,etal.Nano-CuO and Interaction With Nano-ZnO or Soil Bacterium Provide Evidence for the Interference of Nanoparticles in Metal Nutrition of Plants[J].Ecotoxicology,2015,24(1):119-129.

[16]SMITH S E,READ D J.Mycorrhizal Symbiosis[M].New York,USA:Academic Press,2008：525-535.

[17]陳保冬,李曉林,朱永官.叢枝菌根真菌菌絲體吸附重金屬的潛力及特[J].菌物學(xué)報(bào),2005,24(2):283-291.[CHEN Bao-dong,LI Xiao-lin,ZHU Yong-guan.Characters of Metal Adsorption by AM Fungal Mycelium[J].Mycosystema,2005,24(2):283-291.]

[18]王發(fā)園,林先貴.叢枝菌根真菌對(duì)污染土壤中農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全的影響[J].土壤學(xué)報(bào),2008,45(6):1142-1147.[WANG Fa-yuan,LIN Xian-gui.Effect of Arbuscular Mycorrhizal Fungion Quality Safety of Farm Products in Contaminated Soils[J].Acta Pedologica Sinica,2008,45(6):1142-1147.]

[19]MIRANSARI M.Contribution of Arbuscular Mycorrhizal Symbiosis to Plant Growth Under Different Types of Soil Stress[J].Plant Biology,2010,12(4):563-569.

[20]王衛(wèi)中,王發(fā)園,李帥,等.叢枝菌根影響納米ZnO對(duì)玉米的生物效應(yīng)[J].環(huán)境科學(xué),2014,35(8):3135-3141.[WANG Wei-zhong,WANG Fa-yuan,LI Shuai,etal.Arbuscular Mycorrhizal Symbiosis Influences the Biological Effects of Nano-ZnO on Maize[J].Environmental Science,2014,35(8):3135-3141.]

[21]FENG Y Z,CUI X C,HE S Y,etal.The Role of Metal Nanoparticles in Influencing Arbuscular Mycorrhizal Fungi Effects on Plant Growth[J].Environmental Science & Technology,2013,47(16):9496-9504.

[22]ZHU Y G,SMITH F A,SMITH S E.Phosphorus Efficiencies and Responses of Barley (HordeumvulgareL.) to Arbuscular Mycorrhizal Fungi Grown in Highly Calcareous Soil[J].Mycorrhiza,2003,13(2):93-100.

[23]MOLDAY R S.Magnetic Iron-Dextran Microspheres:US,US4452773[P].1984.

[24]LIAO J P,LIN X G,CAO Z H,etal.Interactions Between Arbuscular Mycorrhizae and Heavy Metals Under Sand Culture Experiment[J].Chemosphere,2003,50(6):847-853.

[25]HE S Y,FENG Y Z,NI J,etal.Different Responses of Soil Microbial Metabolic Activity to Silver and Iron Oxide Nanoparticles[J].Chemosphere,2016,147:195-202.

[26]PRIESTER J H,GE Y,MIELKE R E,etal.Soybean Susceptibility to Manufactured Nanomaterials With Evidence for Food Quality and Soil Fertility Interruption[J].Proceedings of the National Academy of Sciences,2012,109(37):E2451-E2456.

[27]魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社,2000.[LU Rui-kun.Soil Argrochemistry Analysis Protocoes[M].Beijing:China Agriculture Science Press,2000.]

[28]GIOVANNETTI M,MOSSE B.An Evaluation of Techniques for Measuring Vesicular-Arbuscular Mycorrhizal Infection in Roots[J].New Phytologist,1980,84(3):489-500.

[29]THOMAS R L,SHEARD R W,MOYER J R.Comparison of Conventional and Automated Procedures for Nitrogen Phosphorus and Potassium Analysis of Plant Material Using a Single Digestion[J].Agronomy Journal,1967,59(3):240-243.

[30]WANG Z Y,XIE X Y,ZHAO J,etal.Xylem-and Phloem-Based Transport of CuO Nanoparticles in Maize (ZeamaysL.)[J].Environmental Science & Technology,2012,46(8):4434-4441.

[31]SMITH S E,READ D J.Mycorrhizal Symbiosis[M].London,UK:Academic Press,1997：13-116.

[32]秦子?jì)?朱敏,郭濤.干旱脅迫下叢枝菌根真菌對(duì)玉米生理生化特性的影響[J].植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào),2013,19(2):510-516.[QIN Zi-xian,ZHU Min,GUO Tao.Influence of Mycorrhizal Inoculation on Physiological and Biochemical Characteristics of Maize (Zeamays) Under Water Stress[J].Plant Nutrition and Fertilizer Science,2013,19(2):510-516.]

[33]張旭紅,林愛軍,張莘,等.Cu污染土壤接種叢枝菌根真菌對(duì)旱稻生長(zhǎng)的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào),2012,6(5):1677-1681.[ZHANG Xu-hong,LIN Ai-jun,ZHANG Xin,etal.Effects of Arbuacular Mycorrhizal Fungi(AMF) on Growth of Upland Rice in Soil Contaminated by Cu[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2012,6(5):1677-1681.]

[34]HU J L,LIN X G,WANG J H,etal.Arbuscular Mycorrhizal Fungus Enhances P Acquisition of Wheat (TriticumaestivumL.) in a Sandy Loam Soil With Long-Term Inorganic Fertilization Regime[J].Applied Microbiologyand Biotechnology,2010,88(3):781-787.

[35]李帥,劉雪琴,王發(fā)園,等.納米氧化鋅、硫酸鋅和AM真菌對(duì)玉米生長(zhǎng)的影響[J].環(huán)境科學(xué),2015,36(12):4615-4622.[LI Shuai,LIU Xue-qin,WANG Fa-yuan,etal.Effects of ZnO Nanoparticles′ ZnSO4and Arbuscular Mycorrhizal Fungus on the Growth of Maize[J].Environmental Science,2015,36(12):4615-4622.]

[36]AUFFAN M,ACHOUAK W,ROSE J,etal.Relation Between the Redox State of Iron-Based Nanoparticles and Their CytotoxicityTowardEscherichiacoli[J].Environmental Science & Technology,2008,42(17):6730-6735.

[37]DANIELL T J,HUSBAND R,FITTER A H,etal.Molecular Diversity of Arbuscular Mycorrhizal Fungi Colonising Arable Crops[J].FEMS Microbiology Ecology,2001,36(2/3):203-209.

[38]HU J L,WANG H S,WU F Y,etal.Arbuscular Mycorrhizal Fungi Influence the Accumulation and Partitioning of Cd and P in Bashfulgrass (MimosapudicaL.) Grown on a Moderately Cd-Contaminated Soil[J].Applied Soil Ecology,2014,73:51-57.

[39]LIN D H,TIAN X L,WU F C,etal.Fate and Transport of Engineered Nanomaterials in the Environment[J].Journal of Environmental Quality,2010,39(6):1896-1908.

[40]DIMKPA C O,MCLEAN J E,LATTA D E,etal.CuO and ZnO Nanoparticles:Phytotoxicity,Metal Speciation,and Induction of Oxidative Stress in Sand-Grown Wheat[J].Journal of Nanoparticle Research,2012,14(9):1125-1129.

[41]MIRANSARI M.Arbuscular Mycorrhizal Fungi and Uptake of Nutrients[J].Symbiotic Endophytes,2013,37:253-270.

[42]MIRANSARI M.Plant,Mycorrhizal Fungi,and Bacterial Network[J].Plant Signaling:Understanding the Molecular Crosstalk,2013:315-325.

[43]DIMKPA C O,MCLEAN J E,MARTINEAU N,etal.Silver Nanoparticles Disrupt Wheat (TriticumaestivumL.) Growth in a Sand Matrix[J].Environmental Science & Technology,2013,47(2):1082-1090.

[44]MARTIN J H,COALE K H,JOHNSON K S,etal.Testing the Iron Hypothesis in Ecosystems of the Equatorial Pacific Ocean[J].Nature,1994,371(6493):123-129.

[45]GHAFARIYAN M H,MALAKOUTI M J,DADPOUR M R,etal.Effects of Magnetite Nanoparticles on Soybean Chlorophyll[J].Enviromental Science & Technology,2013,47(18):10645-10652.

[46]HAVERKAMP R G,MARSHALL A T.The Mechanism of Metal Nanoparticle Formation in Plants:Limits on Accumulation[J].Journal of Nanoparticle Research,2009,11(6):1453-1463.

[47]TOLER H D,MORTON J B,CUMMING J R.Growth and Metal Accumulation of Mycorrhizal Sorghum Exposed to Elevated Copper and Zinc[J].Water,Air,and Soil Pollution,2005,164(1):155-172.

[48]CHEN B D,LI X L,TAO H Q,etal.The Role of Arbuscular Mycorrhiza in Zinc Uptake by Red Clover Growing in a Calcareous Soil Spiked With Various Quantities of Zinc[J].Chemosphere,2003,50(6):839-846.

[49]劉德良,楊期和.接種叢枝菌根對(duì)鬼針草吸收煤礦區(qū)土壤重金屬的影[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào),2013,29(3):342-347.[LIU De-liang,YANG Qi-he.Effect of Inoculation of Arbuscular Mycorrhizal Fungi onBidensbipinnataAbsorbing Soil Heavy Metals in Coal Mining Area[J].Journal of Ecology and Rural Environment,2013,29(3):342-347.]

[50]SUBRAMANIAN K S,SANTHANAKRISHNAN P,BALASUBRAMANIAN P.Responses of Field Grown Tomato Plants to Arbuscular Mycorrhizal Fungal Colonization Under Varying Intensities of Drought Stress[J].Scientia Horticulturae,2006,107(3):245-253.

[51]DONG Y,ZHU Y G,SMITH F A,etal.Arbuscular Mycorrhiza Enhanced Arsenic Resistance of Both White Clover (TrifoliumrepensL.) and Ryegrass (LoliumperenneL.) Plants in an Arsenic-Contaminated Soil[J].Environmental Pollution,2008,155(1):174-181.

(責(zé)任編輯：陳 昕)

Influence of Arbuscular Mycorrhizal Fungi and Iron Oxide Magnetic Nanoparticles on Maize Growth and Fe-Uptake.

CAOJi-ling1,2,3，F(xiàn)ENGYou-zhi1,2，LINXian-gui1,2

(1.State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;2.Joint Open Laboratory of Soil and the Environment, Hong Kong Baptist University & Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)

A greenhouse pot experiment was established to investigate the effects ofGlomuscaledoniumon maize (Zeamays) plants under differential levels (0.1, 1.0, and 10.0 mg·kg-1) of nano-iron oxide magnetic nanoparticles (Fe3O4) artificially added soils. The results indicate that the high (10.0 mg·kg-1) application of nano-Fe3O4significantly decreased (P<0.05) plant biomass of maize, root mycorrhizal colonization rate and plant N, P, Ca, Zn concentration, but significantly increased (P<0.05) shoot Fe concentration. Compared to the corresponding non-AM fungi-inoculated treatment, inoculatingGlomuscaledoniumsignificantly increased (P<0.05) root Fe concentration and individual Fe acquisition of maize plants, but significantly decreased (P<0.05) shoot Fe concentration, that eventually significantly increased (P<0.05) plant biomass of maize with the high nano-Fe3O4applied treatment. These results indicate that AM fungi could alleviate the toxicity of nano-Fe3O4to plants by enhancing Fe partition in roots and reducing the translocation of Fe by maize plants.

nano-Fe3O4;Glomuscaledonium; maize; Fe acquisitions

2016-07-22

國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(41371255,41301267)

① 通信作者E-mail: xglin@issas.ac.cn

X171.5

A

1673-4831(2017)06-0555-09

10.11934/j.issn.1673-4831.2017.06.010

曹際玲(1986—),女,山東臨沂人,博士生,主要從事菌根生態(tài)效應(yīng)與污染修復(fù)方面的研究。E-mail: jlcao@issas.ac.cn