兩種AMF對巨菌草根際土壤Cd生物可利用性以及Cd積累的影響

兩種AMF對巨菌草根際土壤Cd生物可利用性以及Cd積累的影響

姬朋朋1，尹光彩1*，陳志良2，周兵3，林親鐵1，劉千鈞1，劉德玲1

（1.廣東工業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院，廣州510006；2.環(huán)境保護部華南環(huán)境科學研究所，廣州510655；3.廣州日之建土壤修復科技有限公司，廣州511450）

利用盆栽巨菌草（Pennisetum sp.）實驗，研究了不同土壤鎘（Cd）濃度（T0：空白；T1：5 mg·kg-1；T2：10 mg·kg-1；T3：15 mg·kg-1）條件下，接種兩種叢枝菌根真菌（Arbuscular mycorrhizal fungi，AMF）[摩西斗管囊霉（Funneliformis mosseae，F(xiàn)m）和根內(nèi)根孢囊霉（Rhizophagus intraradices,Ri）]后土壤中Cd的生物有效性、巨菌草生物量、巨菌草Cd積累量等的變化。結(jié)果表明：與不施加菌劑（CK）相比，接種AMF顯著降低了土壤中Cd的生物可利用性，在5、10、15 mg·kg-1處理下，接種Fm和Ri后可交換態(tài)Cd分別降低了18.65%、20.51%、6.53%和12.54%、16.64%、6.66%；在10、15 mg·kg-1處理下，接種Fm和Ri，植物地上部分生物量分別增加了20.98%、36.94%和36.54%、43.88%，地下部分生物量增加了14.31%、21.79%和25.78%、12.83%。接種AMF顯著提高了巨菌草對Cd的吸收能力，其中在5 mg·kg-1處理下接種Ri，巨菌草的重金屬富集系數(shù)（BCF）最高，達到0.77，由于植物地上、地下部分Cd的含量均增加，巨菌草的Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）并沒有顯著變化。

巨菌草；叢枝菌根真菌；鎘

我國的土壤污染問題一直存在，20世紀90年代以來，Cd污染耕地面積已達到1.3×104hm2，2014年在環(huán)境保護部、國土資源部聯(lián)合發(fā)布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報中顯示，Cd是所有采樣點超標率最高的重金屬污染物[1-3]。2010年由我國水稻研究所與農(nóng)業(yè)部稻米及制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗測試中心發(fā)布的《稻米質(zhì)量安全現(xiàn)狀及發(fā)展對策研究》指出，我國約有1/5耕地受重金屬污染，其中Cd污染的耕地涉及11個省25個地區(qū)。Cd不是植物必需的微量元素，但是卻極易被植物吸收并通過食物鏈在人和動物體內(nèi)富集，從而對植物、動物和人體造成危害，甚至導致生物體死亡[4-6]。

巨菌草（Pennisetum sp.）為多年生禾本科直立叢生型植物，原產(chǎn)地為非洲，由我國學者于1983年從南非引進，經(jīng)過20多年培育成為適合我國氣候、土壤環(huán)境的草種[7]。巨菌草具有較強的分蘗能力及很強的環(huán)境適應性和抗脅迫能力，同時還具有一定的生態(tài)正效應。林占熺等[8-9]研究發(fā)現(xiàn)，巨菌草對鹽漬地具有一定的適應能力，可以增加土壤微生物群落功能多樣性，在一定程度上提高土壤肥力，荒坡地種植巨菌草能產(chǎn)生一定的環(huán)境效益；王麗萍等[10]通過盆栽實驗發(fā)現(xiàn)，巨菌草可以在20 mg·kg-1的Cd濃度下正常生長；徐磊等[11]通過小區(qū)實驗發(fā)現(xiàn)，巨菌草與石灰聯(lián)合對Cu、Cd復合污染土壤表現(xiàn)出一定的修復潛力。

叢枝菌根真菌（AMF，Arbuscular mycorrhizal fungi）是一類重要的土壤微生物，在土壤中分布十分廣泛，能與地球上90%的維管束植物形成叢枝菌根(AM)，具有促進植物生長、增強植物抗逆能力、改善土壤微生物區(qū)系等功能[12-14]。近年來許多關(guān)于利用AMF輔助植物修復重金屬污染土壤的成果已有發(fā)表[14-16]。Neagoe等[17]通過對苜蓿、向日葵、芥菜、中穗花等植物接種AMF進行研究，結(jié)果表明AMF與不同的植物表現(xiàn)出了不同的作用特征，但是一致的結(jié)果是AMF促進了植物在重金屬污染土壤中的生長，或一定程度增加了植物對重金屬的吸收。

目前，國內(nèi)外對植物修復研究主要集中在超富集植物以及其相關(guān)的強化技術(shù)等方面[18-24]。已發(fā)現(xiàn)Cd超富集植物20余種，但大多存在生長過慢、生物量小等缺點，導致植株對Cd的絕對累積量并不明顯，極大限制了其應用，故利用AMF強化那些具有多種重金屬抗性、生長迅速、重金屬絕對累積量大的非超富集植物，具有廣泛的應用前景[25]。為此，本研究通過向巨菌草接種AMF的方式，尋找一種快速、有效的Cd污染土壤修復方法。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

供試菌劑為摩西斗管囊霉（Funneliformismosseae，BGC HEB02，縮寫為Fm）和根內(nèi)根孢囊霉（Rhizophagus intraradices，BGC BJ09，縮寫為Ri），購自北京市農(nóng)林科學研究院植物營養(yǎng)與資源研究所，為商品菌種。兩種接種劑均為含有寄主植物根段、相應菌根真菌孢子及根外菌絲體的根際土壤。

供試植物為巨菌草（Pennisetum sp.），采于廣東番禺巨菌草種植基地。

供試土壤采自某蔬菜地表層土（0～20 cm），土樣在陰涼通風處風干，研磨后過篩保存，以2 kg每份用聚乙烯塑料袋盛裝。土壤基本理化性質(zhì)見表1。

表1 土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 The basic physical-chemistry properties of the soil

模擬土壤制備：將配置的CdCl2溶液均勻加入供試土樣，使基質(zhì)Cd濃度為T0空白、T1 5 mg·kg-1、T2 10 mg·kg-1、T3 15 mg·kg-1。制得模擬土壤，避光老化3個月后測量土壤中Cd的總量依次為0.003 2、4.89、9.27、14.59 mg·kg-1。所有土壤經(jīng)120℃高壓蒸汽滅菌2 h，風干1周后備用。

1.2 實驗方法

巨菌草莖段使用10%H2O2表面消毒10 min，再用去離子水洗凈，削成10 cm左右的長度，每段至少一個葉芽，于0.2%的尿素浸泡30 min催芽，室溫下放置過夜，備用。用容積為3 L左右的塑料花盆盛裝土壤，每盆裝土2 kg，接種劑25 g。預先裝入1.5 kg的土樣，巨菌草莖以45°（葉芽向上）插入土壤中，將菌劑均勻鋪在葉芽周圍再覆土，保證巨菌草莖最上方有2～3 cm厚度的土壤。一次澆水淋透，以盆底有少許水浸出為宜。非接種處理加入等量的滅菌土壤，其他處理相同，整個實驗過程保持土壤適宜濕度。實驗設置不接種AMF對照（CK）和接種處理（T0，T1，T2，T3）。每5 d隨機變換位置，每30 d施肥一次，所有實驗組均施加N[CO（NH2）2]600 mg·kg-1、P（KH2PO4）400 mg·kg-1和K（K2SO4）200 mg·kg-1作為養(yǎng)分，保障植物的正常生長。植物自然生長4個月后，分地上、地下部分進行收獲，依次用自來水、去離子水清洗植物樣品，晾干水分之后，存放于4℃冰箱中備用。

1.3 分析方法

侵染率的測定[26]：取新鮮根樣，剪成約5 mm小段，隨機選取100個根樣用醋酸墨水染色法[27]，并在正置顯微鏡下觀察叢枝菌根侵染狀況。侵染率=AMF侵染的根段數(shù)/觀察的總根段數(shù)×100%。

Cd形態(tài)分析：以改進的European Community Bureau of Reference（BCR）連續(xù)提取法中Cd的可交換態(tài)和可還原態(tài)作為Cd生物可利用性的評價指標[28]。植物收獲后，將盆中的土壤風干，研磨混勻，采用4分法取樣50 g，35℃烘干至恒重，用改進的BCR連續(xù)提取法[29]進行Cd形態(tài)分析。①可交換態(tài)：稱取0.500 0 g樣品于50 mL聚丙烯離心管中，加入0.11 mol·L-1HAc提取液20 mL，室溫下振蕩16 h（250 r·min-1，管內(nèi)混合物處于懸浮狀態(tài)），振蕩結(jié)束之后進行離心分離（4000 r·min-1，20 min），傾出上層清液于聚乙烯瓶中，保存于4℃冰箱中待測。加入10 mL高純水清洗殘余物，振蕩20 min，離心，棄去清洗液。每組實驗設置2組試劑空白組。②可還原態(tài)：向以上提取后的殘余物中加入0.5 mol·L-1NH2OH·HCl提取液40 mL，振蕩16 h，離心分離。其余操作同①。使用AAS進行測量。

生物量測定：將采集的整株植物樣品在105℃殺青處理30min后，于70℃下烘干至恒重，分別稱量地上部分和地下部分干重（沿地面剪取，分地上部分和地下部分）。

植物樣品Cd元素分析：植物樣品用粉碎機粉碎，稱取0.200 0 g樣品置于50 mL聚四氟乙烯坩堝中，HNO3+H2O2（V/V=5∶1）混合液浸泡過夜，電熱板150℃消解2.5 h，消解完全后用質(zhì)量分數(shù)為1%的HNO3清洗并定容到25 mL比色管中。采用AAS石墨爐測定消化液中Cd的濃度，并計算出植物樣品中Cd的含量。

土壤基本理化性質(zhì)測定方法參考土壤農(nóng)化分析[30]。

1.4 統(tǒng)計分析

所有試驗數(shù)據(jù)用Excel 2013進行均值和標準差計算，并使用Origin 9.1進行統(tǒng)計分析，通過5%水平下LSD多重比較檢驗各處理平均值之間的差異顯著性。富集系數(shù)（Bioaccumulation factor）＝植物體內(nèi)重金屬含量/土壤中重金屬含量；轉(zhuǎn)移系數(shù)（Translocation factor）＝植株地上部分重金屬含量/植株地下部分重金屬含量。

2 結(jié)果與討論

2.1 Cd濃度對AMF侵染率的影響

植物生長4個月后收獲，測得真菌侵染率介于15%～41%之間。如圖1所示，侵染率隨Cd濃度的增加先有顯著的提高，在T2濃度下達到最大值，在T3濃度時略有下降。接種Ri、Fm在T2濃度下侵染率分別達到了35%、41%。

圖1 不同AMF-Cd組合下AMF的侵染率Figure 1 Colonization of AMF at different AMF-Cd

許多研究表明，重金屬的濃度可以顯著影響AMF對宿主植物的侵染率，一般情況下侵染率隨著重金屬濃度的升高而降低。也有研究表明，只有在一定濃度的重金屬脅迫下，表現(xiàn)出更好的侵染關(guān)系[31]。Liu等[14]通過不同的Cd濃度對龍葵接種AMF進行研究，在25、50 mg·kg-1濃度下侵染率沒有顯著差別，在100 mg·kg-1濃度下AMF侵染率有顯著的降低。Turnau等[32]調(diào)查表明，重金屬耐性較強的植物Oxalis acetosella用含鎘和鋅的工業(yè)灰塵處理后，菌根侵染率不僅未降低反而升高。目前有關(guān)巨菌草及其親緣關(guān)系相近的王草、巴草對Cd耐性的相關(guān)研究較少，但是結(jié)果一般表現(xiàn)為在Cd濃度10～20 mg·kg－1會出現(xiàn)生長受到抑制的情況[10，32－34]。本實驗組侵染率的變化趨勢可能是由于在較低的Cd處理濃度下沒有產(chǎn)生足夠的脅迫，導致侵染率較低，當Cd濃度達到15 mg·kg－1后可能達到巨菌草的Hormesis點，又產(chǎn)生了抑制作用的結(jié)果。2.2接種AMF對土壤Cd的生物有效性影響

重金屬的生物有效性主要與重金屬的生物可利用態(tài)和生物潛在可利用態(tài)有關(guān)。生物可利用態(tài)主要包括水溶態(tài)和可交換態(tài)，與BCR連續(xù)提取法中的可交換態(tài)對應；生物潛在可利用態(tài)主要包括碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機結(jié)合態(tài)，與BCR法中的可還原態(tài)對應[28]，相對來說有機物結(jié)合態(tài)釋放過程緩慢，而殘渣態(tài)與沉積物結(jié)合最牢固，基本不能被生物所利用，故本實驗不做考慮[35]，取可交換態(tài)和可還原態(tài)作為Cd生物有效性的評價。本實驗中通過Tessier提取法對碳酸鹽結(jié)合態(tài)進行分析，由于其含量很低，不作為主要影響因素。

2.2.1 接種AMF土壤中可交換態(tài)Cd的含量

由圖2可知，與CK處理相比，T1、T2、T3濃度下接種AMF后，土壤可交換態(tài)Cd含量均顯著降低（P＜0.05），在T1、T2濃度下降幅更大。T1、T2濃度處理效果表現(xiàn)為Ri＞Fm＞CK，T3濃度下接種Fm和Ri之間并沒有顯著性差異；在T1和T2濃度下，接種Fm、Ri可交換態(tài)Cd的濃度分別降低了18.65%、20.51%和12.54%、16.64%，在T3濃度下接種Fm、Ri分別降低了6.53%和6.66%。

圖2 不同AMF處理下土壤中可交換態(tài)Cd含量Figure 2 Ion exchangeable and acidic dissoluble soil Cd content inoculated by AMF

研究表明，接種AMF可以通過影響重金屬的化學形態(tài)或減弱其遷移性能而改變其生物有效性。Cornejo等[36]研究發(fā)現(xiàn)，AMF形成的菌絲表面存在大量重金屬結(jié)合的位點，能夠結(jié)合土壤中重金屬離子，使土壤中可交換態(tài)Cu含量顯著減少，當AMF定殖在植物根系上時，可以通過菌絲磷酸鹽、巰基等化合物的絡合作用，將重金屬固持在根內(nèi)菌絲和孢子中，從而降低重金屬的移動能力[36]。此外，Wu等[37]研究表明在重金屬脅迫條件下，AMF菌絲可以分泌大量與球囊霉素相關(guān)的土壤蛋白（Glomalin－related soil protein，GRSP）、低分子量有機酸等化合物結(jié)合土壤中重金屬離子，改變根際土壤重金屬的形態(tài)，導致土壤中可交換態(tài)重金屬含量變化。當然，接種AMF對土壤的根際環(huán)境也有一定的影響，由于本實驗并沒有對植物根際微觀環(huán)境做出更進一步的分析，巨菌草與AMF共生體系的微觀作用研究將會進一步進行。

2.2.2 接種AMF土壤中可還原態(tài)Cd的含量

由圖3可知，與CK相比，接種AMF對可還原態(tài)Cd變化表現(xiàn)出不同結(jié)果。在T1、T2濃度下，接種Fm、Ri均顯著降低了可還原態(tài)的Cd的濃度（P＜0.05），在T3濃度下可還原態(tài)Cd的濃度有顯著升高（P＜0.05）；在T1和T2濃度下，F(xiàn)m、Ri處理土壤中可還原態(tài)Cd的濃度分別降低了10.32%、19.58%和28.92%、14.1%，在T3濃度下Fm、Ri土壤可還原態(tài)Cd分別升高了32.28%和35.36%。

圖3 不同AMF處理下土壤中可還原態(tài)Cd含量Figure 3 Reductive Cd content in the soil inoculated by AMF

在BCR連續(xù)提取法中，可還原態(tài)主要為鐵錳氧化態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)。鐵錳氧化礦物在土壤重金屬遷移過程中起著重要的作用。吳曼等[38]通過對比施加有機質(zhì)對紅壤和黑土中外源Cd的穩(wěn)定化過程進行了研究，結(jié)果表明紅壤中有效態(tài)Cd平均濃度比黑土增加了65.4%，有效態(tài)Pb平均濃度則為黑土的4.7倍；同時有研究表明侵染率與土壤有機質(zhì)的含量成正比[39]。在本試驗中隨著侵染強度的增加，有機質(zhì)的含量也相應增加，這也對可還原態(tài)Cd的增加有一定促進作用。鐵錳氧化物對重金屬元素的專性吸附作用，不僅對痕量金屬的生物可利用性具有控制作用，而且對許多重金屬污染物在自然界中的遷移與富集也起重要控制作用[40]。本實驗選取的土壤為磚紅壤，F(xiàn)e的含量高達4.76 g·kg－1，可能對Cd的形態(tài)遷移有著明顯影響，在Cd處理濃度為15 mg·kg－1，鐵錳氧化物的吸收量逐漸趨于飽和，在接種真菌的情況下，可還原態(tài)的增加量顯著高于對照組。

2.3 接種AMF對巨菌草生物量的影響

由圖4可知，與CK處理相比，在T0濃度下接種Fm、Ri巨菌草地上、地下部分的生物量沒有顯著的區(qū)別；T1濃度下地上部分有顯著差別，而地下部差異不顯著；在T2、T3濃度下地上部分均有顯著的增加，結(jié)果表現(xiàn)為Ri＞Fm＞CK；地下部分也有增加，但兩種真菌間沒有一致規(guī)律性。在T2、T3濃度下，相對于CK組，F(xiàn)m處理、Ri處理巨菌草的地上部分生物量分別增加了20.98%、36.94%和36.54%、43.88%，地下部分生物量分別增加了14.31%、21.79%和25.78%12.8%。在較高的Cd濃度脅迫下，兩種AMF均顯著增加了地上部分和地下部分的生物量，且對地上部分生物量的影響優(yōu)于對地下部分。

植物在一定重金屬環(huán)境下其生理活動會受到抑制，這與重金屬生物可利用性的強度有直接關(guān)系[32]。巨菌草具有很高的Cd耐性，王麗萍等[10]研究表明，在20 mg·kg－1以上濃度的Cd污染土壤才會顯著抑制巨菌草的生長，但是作者并未對土壤中Cd生物可利用性強度進行評價。結(jié)合上文2.1敘述可知，巨菌草可能在Cd為10～20 mg·kg－1時生長受到抑制，由于AMF對植物強化作用的選擇性和有限性[41]，在本試驗較低Cd濃度下AMF并沒有與巨菌草發(fā)生較強的共生作用，從而未對巨菌草的生物量造成顯著的影響；T2、T3濃度下，接種AMF對巨菌草生物量有顯著的提高。在足夠的Cd脅迫下，AMF與植物形成大量的AM[42]，可顯著提高宿主植物根系的吸收范圍，增加植物對N、P等礦質(zhì)元素、水分的吸收量[43]以及增強植物抗旱等性能，這些因素都有助于植物的生長[44]。但有研究表明，盆栽實驗中用土的量對植物的生長和生物量有重要的影響[45]，用土量較少時對植物的生長有較大的抑制作用。本研究中盆栽用土相對較少，可能導致本試驗中巨菌草的生物量在較低的Cd濃度下受到影響。

圖4 不同真菌處理巨菌草地上和地下部分的生物量Figure 4 Above－and below－ground biomass of Pennisetum sp.inoculated by AMF

2.4 接種AMF對巨菌草Cd積累的影響

由圖5可知，接種AMF顯著提高了巨菌草對Cd的吸收。T1、T2、T3濃度下，相對于CK，F(xiàn)m處理、Ri處理巨菌草地上部分Cd吸收量分別增加了28.95%、13.75%、23.69%和25.88%、33.71%、19.88%，地下部分Cd的吸收量分別增加了132.91%、69.23%、13.96%和87.35%、75.41%、13.19%，增幅隨著處理濃度的增高呈遞減趨勢。

植物富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）是衡量植物修復能力的主要指標。由表2可知，AMF處理組在T1、T2、T3濃度下均可顯著提高植物的BCF，其中在T1濃度下接種真菌Ri的BCF達到了0.77，在王麗萍等[10]的研究中巨菌草富集系數(shù)在0.55左右，相比有較大的提高，單株最高富集量達到0.98 mg，而且濃度越低的情況下BCF提升越大。巨菌草TF系數(shù)則沒有明顯的差異。

AMF應用于植物提取的研究都證實，接種AMF能夠顯著提高植物對重金屬的吸收能力，但是重金屬積累的部分隨著植物的不同存在部分差異。黃晶等[46]通過對紫花苜蓿接種AMF進行研究，發(fā)現(xiàn)接種AMF的紫花苜蓿根部Cd、Zn含量和積累量明顯增加，但地上部Cd、Zn的含量降低，地上部Zn的積累量減小，表明AMF可降低Cd、Zn由根部向地上部的轉(zhuǎn)運。也有研究發(fā)現(xiàn)叢枝菌根同時增加了植物地上部和地下部的Cd富集量。Liu等[14]通過對龍葵接種AMF研究發(fā)現(xiàn)，AMF顯著增加了龍葵地上、地下部分對Cd的吸收量，且地下部分的增幅高于地上部分。這與本實驗的結(jié)果一致，也可能是巨菌草BCF增大的原因。由于形成的AM可以固持大量的Cd，減少了對地上部分的危害，導致巨菌草的TF并沒有提高，甚至有一定的減少。

巨菌草為多年生植物，有非常強的再生能力，但是TF系數(shù)相對較低。為了達到對Cd絕對富集量的最大值，可以通過多次收刈的方式去除植物已經(jīng)富集的重金屬。因此，進行長時間的田間實驗，收刈處理是具有一定意義的，對于植物根際的分析也是很有必要的。由于時間和工作量的制約，我們并沒有做出更加細致的分析，這也是后期研究需要改進加強之處。

圖5 不同真菌處理巨菌草地上和地下部分的Cd濃度Figure 5 Cd content of Pennisetum sp.for the above ground portion（leaves and stem）and the root inoculated by AMF

表2 不同真菌處理下巨菌草對土壤Cd的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)移系數(shù)Table 2 BCF and TF of Pennisetum sp.inoculated by AMF

3 結(jié)論

（1）接種AMF顯著降低了土壤中可交換態(tài)和可還原態(tài)Cd含量及其生物可利用性。在Cd濃度為5、 10 mg·kg-1處理接種兩種真菌的效果表現(xiàn)為Ri＞Fm，而在15 mg·kg-1濃度下接種兩種真菌之間并沒有表現(xiàn)出明顯的差異。

（2）接種兩種AMF顯著增加了10、15 mg·kg-1濃度下地上、地下部分的生物量；隨著Cd處理濃度的提高，兩種真菌處理之間差異不顯著，但強化作用有所增強。

（3）接種AMF顯著提高了巨菌草的重金屬富集系數(shù)，提高了巨菌草修復Cd污染土壤的能力，由于地上、地下部分的Cd含量同時增大，巨菌草的TF并未見顯著變化。

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Impacts of two kinds of arbuscular mycorrhizal fungi on rhizospheric bio-available Cd and accumulation of Cd for Pennisetum sp.

JI Peng-peng1,YIN Guang-cai1*,CHEN Zhi-liang2,ZHOU Bing3,LIN Qin-tie1,LIU Qian-jun1,LIU De-ling1
（1.School of Environmental Science and Engineering,Guangdong University of Technology,Guangzhou 510006,China;2.South China Institute of Environmental Science,MEP,Guangzhou 510655,China;3.GZ HNK Soil Remediation Technology CO.,LTD,Guangzhou 511450,China）

Pennisetum sp.was inoculated with two different types of arbuscular mycorrhizal fungi：Funneliformis mossea（Fm）and Rhizophagus intraradices（Ri）.And the variations of the rhizospheric bio-available Cd,biomass and plant Cd accumulation were investigated.Four treatments of soil Cd contents（T0：the control,T1：5 mg·kg-1,T2：10 mg·kg-1and T3：15 mg·kg-1）were carried out by pot experiment.It indicated that the inoculation had significantly decreased the bio-available Cd content.Compared with the control,the ion exchangeable Cd decreased by 18.65%,20.51%and 6.53%at soil Cd contents of 5 mg·kg-1,10 mg·kg-1and 15 mg·kg-1,respectively.And the acidic dissoluble-Cd decreased correspondingly by 12.54%,16.64%and 6.66%respectively.When treated by soil Cd contents of 10 mg·kg-1and 15 mg·kg-1,the above-ground biomass of Pennisetum sp.increased by 20.98%,and 36.94%inoculated with Fm,and 36.54%and 43.88%inoculated with Ri,while the below-ground biomass increased by 14.31%and 21.79%inoculated with Fm,and 25.78%and 12.83%inoculated with Ri,respectively.As a result,no obviously variation was observed with the translocation factor（TF）,but the inoculation of AMFhad significantly increased the Cd accumulation in Pennisetum sp..The bio-concentration factor（BCF）could reach 0.77 at soil Cd content of 5 mg·kg-1after inoculating with Ri.

Pennisetum sp.;arbuscular mycorrhizal fungi（AMF）;Cd

X171.5

A

1672-2043（2016）12-2306-08

10.11654/jaes.2016-0878

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2016－07－03

國家自然科學基金項目（31370530，21677041，41371317）；廣州市科技計劃項目（201604030017,201604020077）

姬朋朋（1988—），男，碩士研究生，主要從事土壤環(huán)境重金屬污染物方面的研究。E-mail：913029795@qq.com

*通信作者：尹光彩E-mail：gcyin@163.com