AMF對(duì)美人蕉修復(fù)水體除草劑污染的影響

董 靜，王 立，馬 放，齊珊珊，張 雪，趙 廷

(1.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，哈爾濱150090;2.哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090)

AMF對(duì)美人蕉修復(fù)水體除草劑污染的影響

董 靜1,2，王 立1,2，馬 放1,2，齊珊珊1,2，張 雪1,2，趙 廷1,2

(1.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))，哈爾濱150090;2.哈爾濱工業(yè)大學(xué) 市政環(huán)境工程學(xué)院，哈爾濱 150090)

阿特拉津在水體中的殘留對(duì)水生環(huán)境和人類健康具有重大的威脅，植物修復(fù)是針對(duì)環(huán)境中阿特拉津的有效原位修復(fù)方法.采用水培盆栽試驗(yàn)研究叢枝菌根真菌對(duì)美人蕉植物修復(fù)阿特拉津的影響,結(jié)果表明：在接種叢枝菌根真菌30 d后，美人蕉與叢枝菌根真菌形成穩(wěn)定的共生關(guān)系，美人蕉根系的菌根侵染率達(dá)(22.1±4.6)%；叢枝菌根真菌緩解了阿特拉津?qū)γ廊私渡L(zhǎng)的抑制作用，提高了在阿特拉津脅迫下美人蕉的株高、根長(zhǎng)和生物量，菌根效應(yīng)在美人蕉的生長(zhǎng)上作用顯著，并且在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，菌根效應(yīng)達(dá)到最大值；接種叢枝菌根真菌可以顯著提高美人蕉對(duì)阿特拉津的降解速率，減小阿特拉津的半衰期，并且提高美人蕉植物修復(fù)阿特拉津的適用質(zhì)量濃度范圍.接種叢枝菌根真菌的美人蕉是阿特拉津污染修復(fù)的理想選擇，本研究為阿特拉津水體污染原位修復(fù)提供一種可行的解決方案.

阿特拉津；植物修復(fù)；叢枝菌根真菌；美人蕉；降解速率

叢枝菌根真菌(arbuscular mycorrhizal fungi, AMF)可以廣泛地與植物形成共生關(guān)系，甚至在有機(jī)污染物污染的地方[1-3]，并且叢枝菌根真菌可以有效地提高植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的吸收，緩解污染物對(duì)植物的毒性[4-5].阿特拉津，又名莠去津，是一種在農(nóng)、林業(yè)上廣泛應(yīng)用的三嗪類除草劑[6-7].由于阿特拉津使用時(shí)間長(zhǎng)，具有土壤淋溶性，可以隨地表徑流進(jìn)入水體，并且浸滲入地下水.作為一種潛在的人類致癌物質(zhì)和內(nèi)分泌干擾物質(zhì)，阿特拉津在環(huán)境中的殘留引起重視[7-8]，亟需其污染修復(fù)方法的研發(fā)[9-10].

植物修復(fù)作為一種經(jīng)濟(jì)適用的原位修復(fù)技術(shù)，在有機(jī)污染物修復(fù)方面具有巨大的應(yīng)用潛力[11-12].水生植物修復(fù)在水生環(huán)境除草劑污染修復(fù)上也有一定的應(yīng)用[13-14].美人蕉是一種廣泛應(yīng)用于人工濕地中的水生植物，具有優(yōu)良的脫氮除磷效能和景觀適宜性，經(jīng)叢枝菌根真菌接種的美人蕉在外源性污染物的植物修復(fù)領(lǐng)域也有一定的應(yīng)用[15].高質(zhì)量濃度的除草劑會(huì)對(duì)水生植物造成傷害，從而影響植物修復(fù)的效率和植物修復(fù)系統(tǒng)的穩(wěn)定性[16].利用叢枝菌根真菌的菌根修復(fù)技術(shù)能針對(duì)性地克服微生物修復(fù)及植物修復(fù)有機(jī)污染物的不足，綜合利用微生物、植物、菌根真菌及其相互作用的根際和菌(絲)圍環(huán)境，可以顯著地影響阿特拉津的植物提取與轉(zhuǎn)運(yùn)，并且影響阿特拉津在土壤中的消散與降解[17-18].前期研究結(jié)果表明，叢枝菌根真菌可以與美人蕉形成良好的共生關(guān)系，并且提高了水體中阿特拉津植物修復(fù)的去除率[19].本研究在前期工作的基礎(chǔ)上，延長(zhǎng)美人蕉-叢枝菌根真菌共生體系對(duì)阿特拉津降解的時(shí)間，追蹤不同時(shí)間段阿特拉津的降解率，考察叢枝菌根真菌對(duì)阿特拉津降解速率和半衰期的影響，為菌根技術(shù)在阿特拉津污染修復(fù)領(lǐng)域的應(yīng)用提供理論指導(dǎo)作用.

1 試 驗(yàn)

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2014年5月—8月在哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室面源污染防治與生態(tài)修復(fù)綜合試驗(yàn)區(qū)進(jìn)行.

供試植物：黃花美人蕉(CannaindicaL. var.flavaRoxb.)，購(gòu)于河北省安新縣永信水生植物種植專業(yè)合作社，選取株高15 cm長(zhǎng)勢(shì)一致的幼苗，所用幼苗裸根培養(yǎng)于土壤中.

供試菌劑：叢枝菌根真菌菌劑摩西球囊霉(Funnelliformismosseae)，由黑龍江大學(xué)生命學(xué)院宋福強(qiáng)教授提供，此菌種保藏于中國(guó)微生物菌種保藏管理委員會(huì)普通微生物中心，保藏號(hào)為CGMCC No. 3012，以白三葉草為宿主植物，土壤、沙子、蛭石以體積比2∶5∶3混合作為基質(zhì)進(jìn)行擴(kuò)繁，獲得內(nèi)含侵染植物根段、菌絲及孢子體的根際土作為接種菌劑，每克菌劑中含有20～25個(gè)摩西球囊霉孢子.

供試化學(xué)藥品：試驗(yàn)用除草劑阿特拉津純品(BR，純度97%)購(gòu)于上海一基實(shí)業(yè)有限公司，高效液相色譜分析標(biāo)準(zhǔn)品(HPLC，純度99.0%)購(gòu)于美國(guó)Sigma公司.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 菌根植物的培養(yǎng)

試驗(yàn)采用盆栽，所用小盆直徑為110 mm，高度為100 mm，采用蛭石作為植物培養(yǎng)基質(zhì)，每個(gè)小盆中裝有蛭石60 g，所用蛭石經(jīng)121 ℃下高溫高壓蒸汽滅菌2 h，每天滅菌1次，重復(fù)3 d，以保證去除其中原本含有的叢枝菌根真菌等微生物.

試驗(yàn)設(shè)置不接菌的對(duì)照組(CK)和接菌的菌根組(FM)兩種處理，其中對(duì)照組每盆添加經(jīng)滅菌處理的叢枝菌根真菌菌劑12 g，菌根組每盆接種叢枝菌根真菌菌劑12 g.每盆中栽種一棵美人蕉幼苗，培養(yǎng)過(guò)程中以4倍稀釋的霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液澆灌植物，每2 d澆水1次.將所有的試驗(yàn)盆隨機(jī)擺放在溫室中，培養(yǎng)30 d.

1.2.2 不同處理的美人蕉對(duì)阿特拉津的降解試驗(yàn)

將培養(yǎng)30 d的對(duì)照組和菌根組兩組植物分別進(jìn)行阿特拉津的降解試驗(yàn).阿特拉津設(shè)置0，0.1，0.5，1，3，5，10，15 mg·L-18種不同的質(zhì)量濃度，其中質(zhì)量濃度0 mg·L-1為空白對(duì)照.用4倍稀釋的霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液配置相應(yīng)質(zhì)量濃度的阿特拉津溶液，每組3盆植物放置于裝有5 L阿特拉津溶液的大盆中，所用大盆直徑為300 mm，高度為145 mm，小盆放入后大盆的液面略沒(méi)過(guò)小盆，每2 d補(bǔ)充4倍稀釋的霍格蘭營(yíng)養(yǎng)液至5 L，每個(gè)質(zhì)量濃度設(shè)置3組重復(fù).降解試驗(yàn)為期35 d，每7 d取樣一次測(cè)定水中殘留的阿特拉津質(zhì)量濃度，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)取樣測(cè)定植物株高、根長(zhǎng)和生物量等指標(biāo).

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 植物根系A(chǔ)MF侵染率的測(cè)定

侵染率測(cè)定樣品采樣時(shí)間為接種菌劑30 d后，剪取1 cm長(zhǎng)的根段，用酸性品紅溶液染色法，于10倍顯微鏡下觀察菌根發(fā)育狀況.隨機(jī)觀察120條根段，采用十字交叉法計(jì)算根系菌根侵染率[20].在阿特拉津的降解試驗(yàn)期間，每7 d各質(zhì)量濃度下的3株植物分別取部分根系，測(cè)定取樣時(shí)間下各質(zhì)量濃度的平均根系侵染率.

1.3.2 植物生長(zhǎng)指標(biāo)的測(cè)定

株高，采用刻度軟尺測(cè)量.根長(zhǎng)，采用刻度軟尺測(cè)量.生物量，將美人蕉分為地上和地下兩部分，分別取部分樣品放入電熱恒溫鼓風(fēng)干燥箱內(nèi)，105 ℃殺青5 min后，于70 ℃烘干24 h至恒質(zhì)量，通過(guò)含水率的計(jì)算得到地上和地下部分生物量.

1.3.3 菌根效應(yīng)的計(jì)算

菌根效應(yīng)通過(guò)菌根依賴性指數(shù)(relative mycorrhizal dependency index,IMD)計(jì)算，菌根依賴性指數(shù)計(jì)算公式[21]為

IMD(%) = (XAMF-Xnon-AMF)/XAMF×100.

式中：XAMF為菌根植物的生長(zhǎng)指標(biāo)，包括株高、根長(zhǎng)和生物量；Xnon-AMF為對(duì)照組植物的生長(zhǎng)指標(biāo)，包括株高、根長(zhǎng)和生物量.

1.3.4 水中阿特拉津質(zhì)量濃度的測(cè)定

從盆中取得含有阿特拉津的水樣，經(jīng)0.22 μm過(guò)濾后，采用高效液相色譜進(jìn)行阿特拉津質(zhì)量濃度測(cè)定[22].液相色譜測(cè)定的條件為：流動(dòng)相為乙腈/水(體積比為6∶4)，流速1.0 mL·min-1，檢測(cè)波長(zhǎng)為紫外220 nm, 采用C18-BDS 色譜柱(5 μm, 25×0.46 cm)，柱溫30 ℃.

1.3.5 水中阿特拉津殘留量的擬合方法

本試驗(yàn)中水中阿特拉津的動(dòng)態(tài)降解符合一級(jí)化學(xué)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程式lnρ=-Kt+lnρ0，其變形公式為ρ=ρ0e-Kt.將此公式應(yīng)用于實(shí)驗(yàn)結(jié)果可得

ρ= k0ρ0e-Kt.

式中：ρ0為阿特拉津的初始質(zhì)量濃度；ρ為施藥后間隔t時(shí)間的阿特拉津殘留量；K為消解速率常數(shù)；k0為初始質(zhì)量濃度修正系數(shù)；t為施加阿特拉津后的天數(shù).根據(jù)試驗(yàn)中植物對(duì)阿特拉津的降解特性，在進(jìn)行方程式擬合時(shí)，低質(zhì)量濃度情況下(0.1，0.5，1，3 mg·L-1)，t的范圍為7～35 d；高質(zhì)量濃度情況下(5，10，15 mg·L-1)，t的范圍為14～35 d.

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

采用SPSS17.0統(tǒng)計(jì)軟件處理實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，Duncan單因素方差分析比較各處理之間的差異顯著性(p<0.05為差異顯著；p<0.01為差異極顯著).

2 結(jié)果與討論

2.1 AMF對(duì)美人蕉根系的侵染

叢枝菌根真菌與植物建立的共生關(guān)系的程度可以通過(guò)AMF侵染率的高低來(lái)評(píng)價(jià).在接種菌劑30 d后，植物根系的菌根侵染達(dá)到穩(wěn)定期.分別測(cè)定了對(duì)照組和菌根組的美人蕉根系菌根侵染率，由于對(duì)所用培養(yǎng)基質(zhì)蛭石進(jìn)行了滅菌處理，對(duì)照組沒(méi)有菌根檢出，而菌根組的菌根侵染率為(22.1±4.6)%.在進(jìn)行阿特拉津降解期間，測(cè)定了菌根組不同取樣時(shí)間的各質(zhì)量濃度平均菌根侵染率，如圖1所示，菌根侵染率在阿特拉津施加下無(wú)明顯的變化.結(jié)果表明，本試驗(yàn)中采用的摩西球囊霉菌劑可以與美人蕉根系形成穩(wěn)定的共生關(guān)系，并且這種共生關(guān)系不受阿特拉津施加的影響.

圖1 施加阿特拉津后的根系菌根侵染率Fig.1 Colonization rates of root after exposure to atrazine

2.2 AMF對(duì)阿特拉津脅迫下美人蕉生長(zhǎng)指標(biāo)的影響

阿特拉津作為一種除草劑，危害植物正常的生長(zhǎng)，而叢枝菌根真菌具有促進(jìn)植物生長(zhǎng)和提高植物對(duì)脅迫環(huán)境適應(yīng)性的能力，可以緩解阿特拉津?qū)χ参锏膫Γ龠M(jìn)植物的生長(zhǎng).

對(duì)不同阿特拉津質(zhì)量濃度下植物的生長(zhǎng)指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果如圖2、3所示.由圖2可以看出，阿特拉津的施加抑制了美人蕉的株高和根長(zhǎng)的生長(zhǎng)，并且隨著阿特拉津質(zhì)量濃度的增加，其對(duì)株高和根長(zhǎng)抑制作用更明顯.接種叢枝菌根真菌緩解了阿特拉津?qū)γ廊私渡L(zhǎng)的抑制效應(yīng)，在不同阿特拉津質(zhì)量濃度下提高了2.8%～32.3%的株高和4%～30.4%的根長(zhǎng)，并且在阿特拉津質(zhì)量濃度大于0.5 mg·L-1時(shí)緩解作用顯著(p<0.05).在5 mg·L-1時(shí)，與對(duì)照組相比，菌根組顯著增加了32.3%的株高和30.4%的根長(zhǎng)，說(shuō)明在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，叢枝菌根真菌的作用最明顯.

CK：對(duì)照組；FM：菌根組； *：p<0.05；**：p<0.01；ns：p>0.05圖2 美人蕉在不同阿特拉津質(zhì)量濃度下的株高和根長(zhǎng)

Fig.2 Shoot height and root length of Canna after exposure to different concentration of atrazine

由圖3可以看出，施加阿特拉津降低了美人蕉的地上和地下部分生物量，隨著阿特拉津質(zhì)量濃度的增加，美人蕉的生物量急劇減少.接種叢枝菌根真菌緩解了阿特拉津?qū)γ廊私渡锪康囊种谱饔茫@著緩解了美人蕉生物量的減少.在不同的阿特拉津質(zhì)量濃度下，與對(duì)照組相比，菌根組顯著提高了11.3%～28.2%的地上部分生物量和14.6%～40.1%的地下部分生物量，并且在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，菌根組提高了28.2%的地上部分生物量和40.1%的地下部分生物量(p<0.05)，此時(shí)叢枝菌根真菌的作用最大.結(jié)果表明，叢枝菌根真菌接種對(duì)生物量的保護(hù)作用與其對(duì)株高和根長(zhǎng)的保護(hù)作用一致.

叢枝菌根真菌對(duì)美人蕉各生長(zhǎng)指標(biāo)的影響進(jìn)一步通過(guò)菌根依賴性指數(shù)來(lái)分析.如圖4所示，各生長(zhǎng)指標(biāo)的菌根效應(yīng)呈現(xiàn)相同的趨勢(shì)，隨著阿特拉津質(zhì)量濃度的增加，菌根依賴性指數(shù)先增加后減少，在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，菌根依賴性指數(shù)達(dá)最大值.在阿特拉津質(zhì)量濃度較小時(shí)，對(duì)植物的傷害有限，菌根效應(yīng)發(fā)揮不到最大程度，隨著阿特拉津?qū)χ参飺p害的增加，菌根效應(yīng)也相應(yīng)增加，當(dāng)阿特拉津質(zhì)量濃度超過(guò)5 mg·L-1，阿特拉津?qū)χ参锏膫^(guò)于嚴(yán)重，而菌根效應(yīng)也開(kāi)始下降.結(jié)果表明，美人蕉植株的各生長(zhǎng)指標(biāo)均存在較強(qiáng)的菌根效應(yīng)，并且在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，菌根效應(yīng)達(dá)最大值.

CK：對(duì)照組；FM：菌根組；*：p<0.05；**：p<0.01；ns：p>0.05圖3 美人蕉在不同阿特拉津質(zhì)量濃度下的生物量Fig.3 Above- and underground biomass of Canna after exposure to different concentration of atrazine

圖4 菌根組美人蕉各生長(zhǎng)指標(biāo)的菌根依賴性Fig.4 IMDof growth and biomass of Canna after exposure to atrazine

本試驗(yàn)中叢枝菌根真菌對(duì)生物量的影響與Huang等[18]得到的結(jié)果有差異，Huang發(fā)現(xiàn)在較低的阿特拉津質(zhì)量濃度下，接種菌根增加了玉米根部的生物量而降低了玉米莖部的生物量.這種差異的原因很復(fù)雜，因?yàn)楸驹囼?yàn)與其所采用的叢枝菌根真菌、植物的種類和培養(yǎng)條件均不一樣.值得說(shuō)明的是本試驗(yàn)采用的黃花美人蕉具有位于地下的塊狀莖，其生物量屬于地下部分生物量.Wu等報(bào)道的叢枝菌根真菌接種可以顯著地提高在多環(huán)芳羥污染土壤中生長(zhǎng)的玉米的莖、葉和根部的生物量[23]，這與本試驗(yàn)中美人蕉生物量的菌根效應(yīng)一致.本試驗(yàn)結(jié)果表明，接種叢枝菌根真菌可以促進(jìn)美人蕉的生長(zhǎng)，緩解阿特拉津?qū)χ参锏膫Γ@對(duì)植物修復(fù)在阿特拉津降解方面的應(yīng)用具有重大的意義.

2.3 AMF對(duì)美人蕉植物修復(fù)阿特拉津的影響

作為一種除草劑，阿特拉津?qū)χ参锏亩竞ψ饔孟拗屏酥参镄迯?fù)在水體阿特拉津污染修復(fù)方面的應(yīng)用.從前文可知，接種叢枝菌根真菌提高了美人蕉對(duì)阿特拉津的抗性，本部分通過(guò)研究美人蕉對(duì)阿特拉津的降解效能，分析接種叢枝菌根真菌對(duì)美人蕉植物修復(fù)水體中阿特拉津的影響.

本試驗(yàn)考察了不同質(zhì)量濃度的阿特拉津在植物修復(fù)下的殘留量，采用一級(jí)化學(xué)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程擬合降解曲線，得到了降解方程，結(jié)果如圖5和表1所示.結(jié)果表明，水體中阿特拉津污染的修復(fù)采用美人蕉植物修復(fù)是一種可行的有效方法.在阿特拉津質(zhì)量濃度不高于3 mg·L-1時(shí)，美人蕉植物修復(fù)阿特拉津效果穩(wěn)定，阿特拉津的半衰期在12 d左右，但是當(dāng)阿特拉津質(zhì)量濃度高于3 mg·L-1時(shí)，阿特拉津的半衰期開(kāi)始延長(zhǎng).然而在不同的阿特拉津質(zhì)量濃度下，菌根組的降解速率均不同程度地大于對(duì)照組，半衰期均低于對(duì)照組.其中對(duì)照組在1 mg·L-1的質(zhì)量濃度下，降解速率得最大值，而菌根組在3 mg·L-1的質(zhì)量濃度下，降解速率得最大值.對(duì)照組在阿特拉津質(zhì)量濃度超過(guò)3 mg·L-1時(shí)，半衰期開(kāi)始大幅度延長(zhǎng)，而菌根組在叢枝菌根真菌的作用下，半衰期增幅較小，大體上趨于穩(wěn)定.結(jié)果表明，接種叢枝菌根真菌促進(jìn)了植物對(duì)水體中阿特拉津的降解，縮短了水體中阿特拉津的半衰期.

表1 不同質(zhì)量濃度的阿特拉津殘留量隨時(shí)間變化的擬合Tab.1 Fitting equation of changes over time in residue of different concentration of atrazine

Wang等在阿特拉津?qū)?種水生植物生長(zhǎng)和生理影響的研究中考察了3種水生植物菖蒲(A.calamus)、千屈菜(L.salicaria)和水蔥(S.tabernaemontani)對(duì)阿特拉津的降解效率[24]，與本研究采用的阿特拉津溶液總體積均為5 L，采用的共同阿特拉津質(zhì)量濃度為1 mg·L-1，在此質(zhì)量濃度下，菖蒲、千屈菜和水蔥對(duì)阿特拉津的降解速率均低于0.1 d-1，本試驗(yàn)中對(duì)照組美人蕉對(duì)阿特拉津的降解速率為0.231 d-1.兩個(gè)研究的差異在于Wang等的研究中每5 L阿特拉津溶液中放置5棵株高15～20 cm的植物，而本研究中每5 L阿特拉津溶液中放置3棵美人蕉，施加阿特拉津時(shí)美人蕉的株高為20～25 cm，采用的植株略大，但是采用的植物數(shù)量少，兩個(gè)研究中的阿特拉津降解速率具有可比性.結(jié)果表明，美人蕉對(duì)阿特拉津的降解速率高于菖蒲、千屈菜和水蔥，美人蕉是植物修復(fù)水體中阿特拉津的理想選擇.

在本研究中，接種叢枝菌根真菌提高了美人蕉植物修復(fù)阿特拉津的效率，降低了阿特拉津的半衰期.Wang等[25]在研究辛硫磷在胡蘿卜、蔥和土壤中殘留量時(shí)發(fā)現(xiàn)，叢枝菌根真菌可以降低辛硫磷在土壤中的殘留量，促進(jìn)辛硫磷的降解.馬放等[26]發(fā)現(xiàn)叢枝菌根真菌可以降低農(nóng)藥三環(huán)唑在土壤中的殘留量，這與本試驗(yàn)的結(jié)果一致，表明叢枝菌根真菌的接種可以促進(jìn)植物對(duì)有機(jī)污染物的消解和去除.叢枝菌根真菌在阿特拉津植物修復(fù)中的作用對(duì)于利用植物修復(fù)高濃度、高毒性的有機(jī)污染物具有重大意義，但其作用機(jī)理還需要進(jìn)一步的研究.

圖5 不同質(zhì)量濃度阿特拉津的殘留量隨時(shí)間的變化Fig.5 Changes over time in residue of different concentration of atrazine

3 結(jié) 論

1)在接種叢枝菌根真菌30 d后，美人蕉根系的菌根侵染率達(dá)(22.1±4.6)%，進(jìn)行阿特拉津施加期間，美人蕉根系的菌根侵染率無(wú)明顯變化.表明本試驗(yàn)中采用的摩西球囊霉菌劑可以與美人蕉根系形成穩(wěn)定的共生關(guān)系，并且這種共生關(guān)系對(duì)阿特拉津的污染具有一定的抗性.

2)叢枝菌根真菌緩解了阿特拉津?qū)γ廊私渡L(zhǎng)的抑制作用，提高了在阿特拉津脅迫下美人蕉的株高、根長(zhǎng)和生物量.表明在阿特拉津脅迫下美人蕉植株的各生長(zhǎng)指標(biāo)均存在較強(qiáng)的菌根效應(yīng)，并且在在阿特拉津質(zhì)量濃度為5 mg·L-1時(shí)，菌根效應(yīng)達(dá)最大值.

3)在低質(zhì)量濃度(≤3 mg·L-1)阿特拉津污染的情況下，美人蕉是一種高效的植物修復(fù)水生植物，接種叢枝菌根真菌可以顯著地提高美人蕉對(duì)阿特拉津的降解速率，并且提高了美人蕉植物修復(fù)阿特拉津的質(zhì)量濃度范圍.表明接種叢枝菌根真菌的美人蕉是植物修復(fù)阿特拉津水體污染的理想選擇.

[1] FRANCO-RAMIREZ A, FERRERA-CERRATO R, VARELA-FREGOSO L, et al. Arbuscular mycorrhizal fungi in chronically petroleum-contaminated soils in Mexico and the effects of petroleum hydrocarbons on spore germination[J]. J Basic Microbiol, 2007, 47 (5): 378-383.

[2] CAIRRNEY J W G, MEHARG A A. Influences of anthropogenic pollution on mycorrhizal fungal communities[J]. Environ Pollut, 1999, 106 (2): 169-182.

[3] CABELLO M N. Hydrocarbon pollution: Its effect on native arbuscular mycorrhizal fungi (AMF)[J]. FEMS Microbiol Ecol, 1997, 22 (3): 233-236.

[4] MARSCHENER H. Role of root growth, arbuscular mycorrhiza, and root exudates for the efficiency in nutrient acquisition[J]. Field Crops Res, 1998, 56 (1/2): 203-207.

[5] BOLAN N S. A critical review on the role of mycorrhizal fungi in the uptake of phosphorus by plants[J]. Plant Soil, 1991, 134 (2): 189-207.

[6] GRAYMORE M, STAGNITTI F, ALLINSON G. Impacts of atrazine in aquatic ecosystems[J]. Environ Int, 2001, 26 (7/8): 483-495.

[7] CASA-RESINO DE LA I, VALDEHITA A, SOLER F, et al. Endocrine disruption caused by oral administration of atrazine in European quail (Coturnix coturnix coturnix)[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology and Pharmacology, 2012, 156 (3/4): 159-165.

[8] CHEN C, YANG S, GUO Y, et al. Photolytic destruction of endocrine disruptor atrazine in aqueous solution under UV irradiation: Products and pathways[J]. J Hazard Mater, 2009, 172 (2/3): 675-684.

[9] PANDEY J, CHAUHAN A, JAIN R K. Integrative approaches for assessing the ecological sustainability of in situ bioremediation[J]. FEMS Microbiol Rev, 2009, 33 (2): 324-375.

[10]OMOTAYO A E, ILORI M O, AMUND O O, et al. Establishment and characterization of atrazine degrading cultures from Nigerian agricultural soil using traditional and bio-sep bead enrichment techniques[J]. Applied Soil Ecology, 2011, 48 (1): 63-70.

[11]RANE N R, CHANDANSHIVE V V, KHANDARE R V, et al. Green remediation of textile dyes containing wastewater by Ipomoea hederifolia L[J]. RSC Advances, 2014, 4 (69): 36623-36632.

[12]HUSSAIN S, SIDDIQUE T, ARSHAD M, et al. Bioremediation and phytoremediation of pesticides: Recent advances[J]. Crit Rev Environ Sci Technol, 2009, 39 (10): 843-907.

[13]WEAVER M A, ZABLOTOWICZ R M, LOCKE M A. Laboratory assessment of atrazine and fluometuron degradation in soils from a constructed wetland[J]. Chemosphere, 2004, 57 (8): 853-862.

[14]WANG Q H, ZHANG W, LI C, et al. Phytoremediation of atrazine by three emergent hydrophytes in a hydroponic system[J]. Water Sci Technol, 2012, 66 (6): 1282-1288.

[15]EL FAIZ A, DUPONNOIS R, WINTERTON P, et al. Effect of different amendments on growing of Canna Indica L. inoculated with AMF on mining substrate[J]. Int J Phytorem, 2015, 17 (5): 503-513.

[16]SONG Y, ZHU L S, XIE H, et al. Effects of atrazine on DNA damage and antioxidative enzymes in Vicia Faba[J]. Environ Toxicol Chem, 2009, 28 (5): 1059-1062.

[17]HUANG H, ZHANG S, WU N, et al. Influence ofGlomusetunicatum/Zeamaysmycorrhiza on atrazine degradation, soil phosphatase and dehydrogenase activities, and soil microbial community structure[J]. Soil Biol Biochem, 2009, 41 (4): 726-734.

[18]HUANG H, ZHANG S, SHAN X, et al. Effect of arbuscular mycorrhizal fungus (Glomuscaledonium) on the accumulation and metabolism of atrazine in maize (ZeamaysL.) and atrazine dissipation in soil[J]. Environ Pollut, 2007, 146 (2): 452-457.

[19]DONG J, WANG L, MA F, et al. The effect of Funnelliformis mosseae inoculation on the phytoremediation of atrazine by the aquatic plant Canna indica L. var. flava Roxb[J]. RSC Advances, 2016, 6(27): 22538-22549.

[20]GIOVANNETTI M, MOSSE B. An evaluation of techniques for measuring vesicular arbuscular mycorrhizal infection in roots [J]. New Phytol, 1980, 84 (3): 489-500.

[21]PLENCHETTE C, FORTIN J A, FURLAN V. Growth responses of several plant species to mycorrhizae in a soil of moderate P-fertility[J]. Plant Soil, 1983, 70 (2): 199-209.

[22]XU L J, CHU W, GRAHAM N. Atrazine degradation using chemical-free process of USUV: Analysis of the micro-heterogeneous environments and the degradation mechanisms[J]. J Hazard Mater, 2014, 275: 166-174.

[23]WU F Y, YU X Z, WU S C, et al. Phenanthrene and pyrene uptake by arbuscular mycorrhizal maize and their dissipation in soil[J]. J Hazard Mater, 2011, 187 (1/2/3): 341-347.

[24]WANF Q, QUE X, ZHENG R, et al. Phytotoxicity assessment of atrazine on growth and physiology of three emergent plants[J]. Environ Sci Pollut Res Int, 2015, 22 (13): 9646-9657.

[25]WANG F Y, TONG R J, SHI Z Y, et al. Inoculations with arbuscular mycorrhizal fungi increase vegetable yields and decrease phoxim concentrations in carrot and green onion and their soils[J]. PLoS One, 2011, 6 (2): e16949.

[26]馬放, 李哲, 王立, 等. 叢枝菌根真菌對(duì)農(nóng)藥三環(huán)唑的殘留減量研究[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 45(4): 58-63. MA F, LI Z, WANG L, et al. Research of residue reduction of AMF to tricyclazole[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2013, 45(4): 58-63.

Effects of arbuscular mycorrhizal fungi inoculation on the phytoremediation of herbicide byCannaindicaL. varflavaRoxb. in water

DONG Jing1,2, WANG Li1,2, MA Fang1,2, QI Shanshan1,2, ZHANG Xue1,2, ZHAO Ting1,2

(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment (Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China;2.School of Municipal and Environmental Engineering, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)

Atrazine residue in water poses a serious threat to the environment and human health. Phytoremediation stood out as a potential technology forin-situremediation of atrazine in the environment. A pot culture experiment was conducted to investigate the effects of arbuscular mycorrhizal fungi (AMF) on the phytoremediation of atrazine byCannaindicaL. var.flavaRoxb. The results demonstrated that arbuscular mycorrhizal fungi formed a stable symbiosis with canna a month after its inoculation, and the root colonization rate was (22.1±4.6)%. Arbuscular mycorrhizal fungi relieved the inhibition effect of atrazine on canna growth, and improved the plant height, root length and biomass of canna under the stress of atrazine; mycorrhizal dependency on the growth of canna was significant, and achieved the maximum value at 5 mg·L-1concentration of atrazine. Inoculation of arbuscular mycorrhizal fungi significantly increased the canna phytoremediation degradation rate of atrazine, and reduced the half-life of atrazine; furthermore, inoculation of arbuscular mycorrhizal fungi improved the atrazine concentration range of canna phytoremediation. This study shows that canna inoculated with arbuscular mycorrhizal fungi is an ideal choice of atrazine pollution remediation, and may ultimately serve as a viable phytoremediation solution forinsituremediation of atrazine in water.

atrazine; phytoremediation; arbuscular mycorrhizal fungi; canna; degradation rate

10.11918/j.issn.0367-6234.2017.02.007

2016-06-22

水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07201003)；國(guó)家自然科學(xué)基金(31570505)；城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué))自主課題(2014TS05)

董 靜(1987—)女，博士研究生; 王 立(1978—)女，副教授，博士生導(dǎo)師; 馬 放(1963—)男，教授，博士生導(dǎo)師

王 立，wli@hit.edu.cn，wanglihit@hotmail.com; 馬 放，mafang@hit.edu.cn

X592

A

0367-6234(2017)02-0037-07