全 文 ：第 36 卷第 8 期
2015 年 8 月
环 境 科 学
ENVIＲONMENTAL SCIENCE
Vol． 36，No． 8
Aug．，2015
接种丛枝菌根真菌对蜈蚣草吸收铀的影响
郑文君1，王明元1，2*
(1． 华侨大学园艺系，厦门 361021;2． 四川省生物质资源利用与改性工程技术研究中心，绵阳 621000)
摘要:采用盆栽土壤实验，模拟铀(uranium，U)污染土壤，以蜈蚣草(Pteris vittata L．)为研究材料，每盆接种丛枝菌根真菌地表
球囊霉(Glomus versiforme，Gv)30 g，探索蜈蚣草菌根对 U污染土壤不同时间段的修复效果． 结果表明，蜈蚣草菌根侵染率 2013
年 9 月最低为 57. 14%，2014 年 3 月最高为 75. 20%，呈先上升后下降的年周期变化规律;同一时期蜈蚣草的生物量(干重)Gv
组显著高于 CK组，根系最为明显;接种 Gv组蜈蚣草各器官总 U含量均显著高于 CK组，且被吸收的 U 主要固定在根部，Gv
组根部总 U含量均高于同一时期 CK组;接种 Gv 组基质中总 U含量小于 CK组，其中接种 Gv后蜈蚣草对铁锰氧化态和硫化
物态 U的吸收效果最好;基质中各形态 U随培养时间的延长含量均呈下降趋势． 接种 Gv组比 CK组富集系数大，且均大于
1;菌根侵染率与富集系数呈显著正相关关系． 以上结果说明接种 Gv 促进蜈蚣草对 U 的吸收，因此，蜈蚣草丛枝菌根真菌共
生体对治理 U污染土壤有良好的应用前景．
关键词:丛枝菌根真菌;蜈蚣草;铀;吸收;污染
中图分类号:X171. 5 文献标识码:A 文章编号:0250-3301(2015)08-3004-07 DOI:10． 13227 / j． hjkx． 2015． 08． 037
收稿日期:2014-12-27;修订日期:2015-03-26
基金项目:四川省生物质资源利用与改性工程技术研究中心开放基
金项目(12zxsk04);福建省泉州市重点项目(2013Z22)
作者简介:郑文君(1989 ～)，女，硕士研究生，主要研究方向为园艺
植物菌根共生机制，E-mail:zhengwenjun2012@ 163． com
* 通讯联系人，E-mail:mywang@ hqu． edu． cn
Influence of Uranium in Pteris vittata L． Inoculated by Arbuscular Mycorrhizal
Fungus
ZHENG Wen-jun1，WANG Ming-yuan1，2*
(1． Department of Horticulture，Huaqiao University，Xiamen 361021，China;2． Engineering Ｒesearch Center for Biomass Ｒesource
Utilization and Modification of Sichuan Province，Mianyang 621000，China)
Abstract:A pot experiment was carried out to explore the annual changes by bioremediation inoculated with 30 g Glomus versiforme in
Pteris vittata L． The results showed that mycorrhizal colonization was the lowest in September 2013 (57. 14%)，and was the highest in
March 2014 (75. 20%) ，following the tendency firstly increasing and then decreasing． The dry biomass was markedly high in Gv than
that in CK，especially in roots． The total U was significantly higher in Gv than that in CK，and was fixed predominantly into roots． The
media in Gv showed less U than that in CK． It was absorbed the most to iron and manganese oxidable U and sulfide U，and each U
species declined accompanying the time prolongation． In addition，bioconcentration factors were higher in Gv compared to those of CK，
and both treatments were above 1． Positive relationship was found between mycorrhizal colonization and bioconcentration factors．
Therefore，U uptake was enhanced inoculated by Gv，and the symbiont in arbuscular mycorrhizal fungus and Pteris vittata L． had a
potential to remediate U polluted soil．
Key words:arbuscular mycorrhizal fungus;Pteris vittata L．;uranium;absorption;contamination
铀，元素符号 U，为银白色金属，是重要的天然
放射性元素． U作为一种具有无限潜力的能源被人
们大量开采，但同时也对生态环境造成严重的破坏，
甚至威胁到人类的健康． U及其化合物具有很强的
致癌性，能引起急性肾功能衰竭，肝脏和心脏疾病甚
至死亡［1］． 已报道的修复方法有物理方法、化学方
法和生物修复法［2 ～ 4］，与前两种修复技术相比，生物
修复技术以植物或微生物为载体，具有投资和维护
成本低、操作简便、不造成二次污染等优点，且有
可能通过资源化利用而取得一定经济效益，具有广
阔的应用前景［5］，因而越来越受到各国科研人员的
广泛重视和青睐．
前人研究显示，自然界中某些植物对 U 污染土
壤是有良好的适应性［6］． 蜈蚣草(Pteris vittata L．)
属凤尾蕨科凤尾蕨属多年生草本植物［7］，具有生长
快、生物量大、地理分布广和适应性强等特点，对 U
污染土壤具有耐受性． 丛枝菌根 (arbuscular
mycorrhizal，AM)真菌是自然界普遍存在的一种土
壤微生物［8］，能够增加宿主植物对土壤中水分和矿
质元素的吸收，提高宿主植物的抗逆性［9，10］． AM真
菌在 U的固定和累积中起着一定作用［11］． Ｒufyikiri
等［12］通过离体培养实验，证实根外菌丝体能够吸收
U并将 U运输至植物根系，但根内菌丝可能对 U 起
着主要固持作用［13］． Chen 等［14］研究表明 AM 真菌
8 期 郑文君等:接种丛枝菌根真菌对蜈蚣草吸收铀的影响
对植物的侵染能增加根中 U的固定，从而降低 U 由
根部向地上部的转运［15，16］． Chen 等［16］还发现，与
菌丝吸收 U相比，当根吸收 U 时，大部分的 U 转移
到地上部，表明根途径吸收的 U比菌丝吸收的 U 更
容易转运给地上部，进一步说明部分 AM 真菌吸收
的 U被固定在菌根共生结构中． Chen 等［17］采用无
根毛突变体及野生型大麦为研究材料，证实 AM 真
菌在控制植物体内的 U 分配起着关键作用． 以上研
究说明 AM 真菌在 U 污染土壤的修复上具有重要
的潜在应用价值． Ｒufyikiri 等［13］认为，在植物根对
U 的吸收过程中，相同条件下菌根真菌菌丝吸收和
固定 U的能力要强于植物根，且 AM真菌在 U 的吸
收中起到主要作用． 蜈蚣草能被 AM 真菌侵染形成
蜈蚣草-AM真菌共生体从而提高蜈蚣草对重金属污
染土壤的耐受性［18］． 但蜈蚣草-AM 真菌共生体在
修复 U污染土壤方面研究报导较少． 同时，土壤中
的 U有可交换离子态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物
结合态、硫化物及有机物结合态等多种形态． 元素
的存在形态决定了该元素在环境中的稳定性、迁移
性和生物有效性［19］． 研究菌根对土壤中不同形态 U
的影响，将一定程度上丰富 AM 真菌吸收和转运 U
的机制． 因此探明 AM真菌与蜈蚣草共生体在修复
U污染土壤中的功能作用有重要意义．
本实验以蜈蚣草为材料，接种 AM 真菌共同作
用，探索菌根对 U污染土壤中不同形态 U的年动态
作用，分析菌根共生体对铀的富集和转移，以期为进
一步研究蜈蚣草-AM真菌共生体修复铀污染土壤提
供理论基础．
1 材料与方法
1. 1 供试材料
供试植物为蜈蚣草(Pteris vittata L．)幼苗，购买
于厦门百农花卉公司． 供试 AM真菌菌种为地表球
囊霉(Glomus versiforme，Gv)购买于北京市农林科学
院植物营养与资源研究所“中国丛枝菌根真菌种质
资源库(BGC)”． 供试基质为华侨大学园土、蛭石、
草炭体积比 2∶ 1∶ 1混合，草炭、蛭石购买于厦门市黑
土农业科技有限公司，基质的理化性质为 pH = 5. 3、
有机质 0. 725 g·kg －1、碱解氮 0. 715 g·kg －1、有效
磷 0. 266 g·kg －1、速效钾 0. 507 g·kg －1 ．
1. 2 实验方法
1. 2. 1 实验设计
取  25cm × 20 cm 规格的塑料花盆，每盆装供
试基质 2. 0 kg． 实验处理共分 2 组:①接种 Gv 组
(Gv)，每盆接种 Gv 菌剂 30 g;②未接种组(CK)，
每盆接种灭菌基质 30 g． 每组 15 盆． 将幼苗栽到盆
内，每盆一棵幼苗． 将 UO2(NO3)2·6H2O 溶液(U
含量为 100 mg·kg －1，pH 为 5. 0 ～ 5. 5)均匀喷洒入
基质，于华侨大学温室中培养，保持基质湿润． 30 d
后进行第 1 次收割，随后每 3 个月收割 1 次，每次随
机取 3 盆，采样时间分别为 2013 年 9 月 1 日、2013
年 12 月 1 日、2014 年 3 月 1 日、2014 年 6 月 1 日，
以下简写为 9 月、12 月、3 月、6 月)．
1. 2. 2 样品的采集
样品采集时，每个处理组随机取 3 盆，蜈蚣草整
株及其周围基质一起取出，收集从植物根部抖落下
来的基质为根际基质，混合在一起，基质自然风干、
研磨、过 1 mm 筛后备用． 基质中丝密度参照
Abbott等［20］的方法测定．
将取出的整株植物样品先用自来水洗净，然后
用去离子水冲洗，将根、茎、叶分开收集． 取蜈蚣草
的根剪切成 1 cm长的根段，吸水纸处理后及时地放
入 FAA固定液(50%乙醇 90 mL，冰醋酸 5 mL，福尔
马林 5 mL)中固定 24 h，测定菌根侵染率． 新鲜蜈
蚣草根、茎、叶去离子水洗涤 3 次，晾干，在 80℃烘
箱中烘至恒重，记录干重，粉碎研磨，放入干燥器中
备用．
1. 2. 3 样品的测定
土壤中不同形态 U 采用 Tessier 等［21］法连续提
取，用 ICP-AES 测定． 蜈蚣草根、茎、叶消解后用
ICP-AES测定总 U含量．
1. 3 数据分析
实验数据运用 SPSS 18. 0 软件进行差异显著性
测验和主成分分析．
2 结果与分析
2. 1 接种 Gv对蜈蚣草植株生长的影响
表 1 结果表明，蜈蚣草菌根侵染率 2013 年 9 月
最低为 57. 14%，2014 年 3 月最高为 75. 20%，呈先
上升后下降的年周期变化规律． 同一时期，接种 Gv
组蜈蚣草生物量显著高于 CK组． 以根为例，2013 年
9月、12月及 2014年 3月、6 月 Gv 组蜈蚣草根干重
分别为 16. 9、8. 7、22. 1和 37. 0 g，较对应 CK组分别
提高了 13. 4%、26. 1%、35. 6%和 14. 6% ． 依次采
样，Gv组冠根比(地上部分与地下部分干重比)分别
为 2. 07、1. 85、1. 13和 0. 73，明显小于 CK组(2. 13、
2. 36、1. 17和 0. 45 g)，说明接种 Gv促进了蜈蚣草地
上部的生长，但对根系的促进作用更为明显．
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环 境 科 学 36 卷
随着盆栽培养时间的推移，Gv 组和 CK 组冠根
比均逐渐下降，说明 U对蜈蚣草的毒害作用抑制了
蜈蚣草地上部分生长． 然而，CK 组下降幅度较 Gv
组大，说明 Gv有助于缓解 U对蜈蚣草的毒害作用．
表 1 AM真菌对蜈蚣草植株生长的影响1)
Table 1 Effects of AM fungi on Pteris vittata L． growth
处理 采样月份 侵染率 /%
干重 / g
根 茎 叶
9 0 14. 9e 17. 8c 14. 0b
CK
12 0 6. 9f 9. 5e 6. 8d
3 0 16. 3de 14. 1d 4. 9e
6 0 32. 3b 5. 8g 8. 6c
9 57. 14d 16. 9d 18. 1b 16. 8a
Gv
12 72. 73b 8. 7f 9. 2f 6. 9d
3 75. 20a 22. 1c 21. 5a 3. 5f
6 61. 76c 37. 0a 21. 5a 5. 6e
1)同一列数据中字母不同者表示在 P ＜ 0. 05 水平上差异显著
2. 2 接种 Gv对蜈蚣草总 U含量的影响
接种 Gv对蜈蚣草各器官吸收总 U 的年动态影
响见图 1． 从中可知，同一时期，接种 Gv 均提高于
蜈蚣草各器官中总 U含量(2014 年 6 月叶片中总 U
除外)． 随着蜈蚣草盆栽培养时间的延长，接种 Gv
组叶片中总 U 含量逐渐下降，而 CK 组呈上升下降
周期性变化;无论接种组还是 CK组，蜈蚣草茎中总
U含量均呈下降趋势;根中总 U的年动态变化则相
反，接种组与 CK组中总 U呈递增现象，至 2014 年 6
月达到最高，分别为 129. 2 mg·kg －1 和 109. 0
mg·kg －1 ． 以上说明，接种 Gv 增加了蜈蚣草根茎叶
各器官对 U 的积累，但地上部和地下部存在差异，
根系积累更多，忍耐性最强．
2. 3 接种 Gv对蜈蚣草富集和转移铀的影响
从表 2 可得，2013 年 9 月、12 月及 2014 年 3
月、6 月接种 Gv 组的生物富集系数(BFS)分别为
1. 13、1. 68、1. 94 和 1. 31，显著高于 CK组的 0. 66、
0. 99、0. 59 和 1. 21，且不同时期 BFS值均大于 1，说
明蜈蚣草-AM真菌共生体对 U 污染土壤具有良好
的修复作用． 同一时期，蜈蚣草不同器官对 U 的
BFS存在差异，其中根系 BFS 远远大于茎和叶的，
最大可达 20 倍．
转移系数(TFS)则相反，接种 Gv 组转移系数小
于 CK组． 2013 年 9 月、12 月及 2014 年 3 月、6 月
接种 Gv 组的生物富集系数(TFS)分别为 0. 38、
0. 13、0. 12和0. 10，显著低于CK组的0. 44、0. 18、
表 2 接种 Gv对蜈蚣草富集和转移 U的影响1)
Table 2 Effects of Gv inoculum on the bioconcentration factors (BFS)and translocation factors (TFS)
采样月份 处理
BFS TFS
总 根 茎 叶 总 茎 叶
9
CK 0. 66b 0. 46b 0. 15b 0. 05b 0. 44a 0. 33a 0. 11a
Gv 1. 13a 0. 82a 0. 22a 0. 09a 0. 38b 0. 27b 0. 11a
12
CK 0. 99b 0. 83b 0. 08b 0. 07b 0. 18a 0. 07b 0. 09a
Gv 1. 68a 1. 49a 0. 11a 0. 08a 0. 13b 0. 14a 0. 05b
3
CK 0. 59b 0. 53b 0. 04b 0. 02b 0. 12a 0. 08a 0. 04b
Gv 1. 94a 1. 84a 0. 06a 0. 04a 0. 55b 0. 33b 0. 22a
6
CK 1. 21b 1. 09b 0. 05b 0. 07b 0. 11a 0. 05a 0. 06a
Gv 1. 31a 1. 20a 0. 08a 0. 03a 0. 10b 0. 03b 0. 03b
1)BFS =［U］plants /［U］soils，TFS =［U］shoots /［U］roots，［U］soils = 1. 00 × 102 mg·kg －1
0. 55 和 0. 11． 以上说明接种 Gv能促进 U向蜈蚣草
各器官中的转移，但根系富集效应最大．
2. 4 菌根侵染率与蜈蚣草根茎叶中总 U、BFS 和
TFS的相关关系
由表 3 可知，菌根侵染率与根吸收 U 含量、
BFS 和 TFS 呈正相关关系 ． 其中菌根侵染率与
BFS 之间存在显著正相关关系(P ＞ 0. 05)，与根
吸收总 U 及 TFS 之间呈正相关关系但不明显，说
明 Gv 的侵染促进了基质中 U 向宿主植物蜈蚣草
中的转移 ． 根系中总 U 含量与 BFS 呈显著正相
关(P ＜ 0. 05)，说明基质中的 U 主要的转移部位
是蜈蚣草的根系 ．
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8 期 郑文君等:接种丛枝菌根真菌对蜈蚣草吸收铀的影响
图 1 接种 Gv对蜈蚣草不同器官中 U含量的影响
Fig． 1 Effects of Gv inoculum on U contents in
different organs of Pteris vittata L．
2. 5 接种 Gv对基质中不同形态 U含量的影响
从图 2 可知，基质中总 U 的含量在同一时期，
Gv组均低于 CK组，2014 年 3 月差异最显著，CK组
基质中总 U的含量是 Gv 组的 1. 63 倍． 接种 Gv 组
随时间的推移总体呈下降趋势，但 3 月略有回升，而
CK组呈先上升后下降的周期变化趋势［图 2(a)］．
以上结果说明，接种 Gv 提高了基质中总 U 的转移
率，Gv可以改善蜈蚣草因季节变化而对基质中 U的
吸收量变化情况，增强了蜈蚣草对 U 污染土壤的修
复效果．
基质中可交换态 U含量 CK组 9 ～ 12 月未变化
为 13. 0 mg·kg －1，12 月 ～ 次年 3 月含量下降 1. 0
mg·kg －1，3 ～ 6 月为变化为 12. 0 mg·kg －1 ． Gv 组从
2013 年 9 月到 2014 年 6 月含量持续降低，且下降幅
度为 CK组 2 倍［图 2(b)］;Gv 组与 CK 组基质中
碳酸盐态 U 含量差异显著，9 月含量最高 Gv 为
36. 0 mg·kg －1，CK 为 35. 0 mg·kg －1，12、3、6 月持
续下降，6 月含量最低 Gv 为 9. 0 mg·kg －1，CK 为
13. 0 mg·kg －1，说明基质中碳酸盐态 U 易于转移． 9
月 Gv 组大于对照组，从 12 月开始均小于对照组
［图 2(c)］，说明 Gv有助于促进碳酸盐态 U 转移;
Gv组基质中铁锰氧化态 U含量显著高于 CK组，Gv
组和 CK组均在 9 月含量最高为 129. 0 mg·kg －1和
11. 0 mg·kg －1，6 月含量最低为 60. 0 mg·kg －1 和
42. 0 mg·kg －1，9 月 ～ 次年 6 月持续下降［图 2
(d)］，说明铁锰氧化态 U 易于转移． 但 Gv 组基质
中铁锰氧化态 U含量始终高于 CK组，有可能是 AM
真菌促进了其他形态 U 向铁锰氧化态 U 的转化;
Gv组 9 月硫化物态 U 的含量显著高于 CK 组，9 月
～次年 6 月 Gv 组硫化物 U 的含量为下降趋势，从
12 月开始变化明显且含量低于 CK 组． CK 组从 9
月 ～次年3月相继持平，3 ～ 6月有下降趋势［图2
表 3 菌根侵染率与蜈蚣草根茎叶总 U、BFS和 TFS的相关关系1)
Table 3 Ｒelationship between mycorrhizal colonization and total U contents in centipede grass，BFS and TFS
侵染率 根 茎 叶 BFS TFS
侵染率 1 0. 936 － 0. 662 － 0. 15 0. 984* 0. 238
根 1 － 0. 857 － 0. 484 0. 961* 0. 253
茎 1 0. 809 － 0. 682 0. 098
叶 1 － 0. 237 0. 026
BFS 1 0. 378
TFS 1
1)* 在 0. 05 水平(双侧)上显著相关
(e)］，Gv 促进硫化物态 U 的转移明显;CK 组基质
中残渣态 U 含量大于 Gv 组，3 月最为明显． 9 月 ～
次年 3 月变化趋势不大，但随着时间的推移含量有
所下降． 而 Gv 组结晶态 U 的含量持续下降且变化
较为明显，从 9 月 ～次年 6 月下降 12. 0 mg·kg －1，结
晶态 U为惰性状态不易于转移［图 2(f)］，结果显示
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环 境 科 学 36 卷
图 2 接种 Gv对基质中不同形态 U含量的影响
Fig． 2 Effect of Gv inoculum on different U species in medium
Gv有利于增加残渣态 U 的活性促进其转移． 图 3
图 3 不同形态 U占总 U的百分比
Fig． 3 Percentage of different U species
更直观地表现出铁锰氧化态 U 和硫化物态 U 所占
比例高于其他形态．
基质中不同形态 U 的主成分分析见表 4，从中
可知，前两项主成分贡献率累计达到 92. 274%，大
于 85%，可以保存和说明原有的全部信息，其余贡
献率较小，忽略不计． 这样把原来的 5 个单项指标
转换为 2 个新的相互独立的综合指标，代表了原来
的全部信息．
第一主成分因子中硫化物态负荷系数较大，
表明硫化物态 U 的变化对总 U 的影响起重要作
用;第二主成分因子中可交换态负荷系数较大，表
明可交换态的变化对产量影响较大;综合以上数
据，基质中不同形态 U对总 U的影响大小表现为:
硫化物态 ＞铁锰氧化态 ＞碳酸盐态 ＞可交换态 ＞
残渣态．
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8 期 郑文君等:接种丛枝菌根真菌对蜈蚣草吸收铀的影响
表 4 基质中不同形态 U的主成分分析
Table 4 Principal component analysis on different U species in medium
主成分 可交换态 碳酸盐态 铁锰氧化态 硫化物态 残渣态 特征值 贡献率 /% 累计贡献率 /%
1 0. 557 0. 884 0. 868 0. 907 0. 689 3. 142 62. 835 62. 835
2 0. 808 － 0. 139 0. 473 － 0. 276 － 0. 707 1. 472 29. 439 92. 274
3 讨论
前面研究显示，接种 Gv 组蜈蚣草中总 U 的含
量显著高于 CK组，说明 Gv有助于蜈蚣草富集基质
中的 U． 可能是因为 Gv 侵染蜈蚣草形成菌根共生
体，菌根根外菌丝扩大了蜈蚣草吸收 U 的面积．
Ｒufyikiri等［13］发现，相同条件下 AM 真菌菌丝吸收
U的能力要强于植物的根，在吸收 U 中起到主要作
用． Chen等［14］研究发现菌根根外菌丝和植物的根
毛具有相同作用，都可以扩大吸收 U 的面积． Chen
等［31］研究还发现菌丝长度与土壤中 U 的浓度呈负
相关关系． 都说明 AM真菌根外菌丝是促进植物吸
收 U的作用之一． 另一方面有研究报道，AM 真菌
分泌物会改变根际土壤的 pH，而 pH 也是影响植物
体对 U吸收的因素之一，pH 可以改变 U 的生物有
效性［12］． Gv组蜈蚣草叶片中铀的含量呈下降状态
(图 1)，可能是因为随着时间的推移，叶片生物量变
大，叶片中铀的浓度被稀释． 也有可能是随着季节
的变化，蜈蚣草自身的生理周期的影响． Pérez-
Sánchez等［29］研究表明季节的变化显著影响 U向植
物的转移．
U在土壤中的形态可分为可交换离子态、碳酸
盐结合态、铁锰氧化物结合态、硫化物及有机物结
合态和残渣态，其中前 4 种形态 U为活性 U，残渣态
U为惰性 U［22］． 图 2 结果显示随着时间的延长，铁
锰氧化态 U的含量显著下降说明铁锰氧化态 U 易
转移，Gv组基质中铁锰氧化态 U 含量显著高于未
接种组，说明 Gv 有助于铁锰氧化态 U 的形成，Gv
组和 CK组均在 9 月含量最高，6 月含量显著下降，
说明 Gv促进铁锰氧化态 U的吸收;Gv组的硫化物
态 U年含量下降最显著，说明 Gv 有助于促进蜈蚣
草对硫化物态 U的吸收． 由表 4 可以得到，基质中
不同形态 U对总 U的影响大小表现为:硫化物态 ＞
铁锰氧化态 ＞碳酸盐态 ＞可交换态 ＞残渣态． 而
Gv对硫化物态和铁锰氧化态作用最为显著，菌根共
生体内可能存在着活化根际土壤 U素的机制． 硫化
物态和铁锰氧化态为活性态 U，易于转移，可能 AM
真菌与蜈蚣草共生使得蜈蚣草内某种离子含量增
加，而这种离子易与硫化物态和铁锰氧化态 U 结
合，为进一步研究蜈蚣草-AM 真菌共生体修复 U 污
染土壤提供参考．
生物富集系数是植物地上部分的放射性核素的
含量与植物根部放射性核素含量的比值(以干重
计)［23］． 迁移系数是植物地下部分的放射性核素的
含量与植物根部放射性核素含量的比值． 在 U污染
修复植物的筛选过程中，植物能否抵抗 U 的毒性而
在 U污染土壤中正常生长以及植物对 U 的吸收富
集能力是两个重要的评价指标［24，25］，接种 Gv 组的
生物富集系数显著高于 CK 组，且富集系数大于 1，
说明蜈蚣草-AM 真菌共生体具有良好的土壤 U 修
复作用． 而接种 Gv 组蜈蚣草对 U 的转移系数小于
CK组． 这与 Chen 等［14，16］研究结果相一致，他们发
现 AM 真菌对植物的侵染能增加根中 U的固定，AM
真菌吸收的 U 被固定在菌根共生结构中． Boulois
等［26］也发现 AM真菌可减少 U 从植物根部向上转
移． Ｒufyikiri等［27］通过实验证明 AM 真菌能促进 U
迁移至植物的根系，但 AM 真菌的结构对 U 有强烈
的吸附作用，因而限制了 U 从植物根部向上部的转
移． Shtangeeva［28］的实验也证实了植物根部中 U 的
含量高于植物地面上部． AM 真菌有助于提高植物
修复重金属的工作效率，通过提高植物对营养素的
吸收，保护它们免受金属的毒性［30］． 说明 AM 真菌
抑制放射性元素 U从根系向上转移，从而保护蜈蚣
草少受 U 毒害，有助于蜈蚣草在 U 污染土壤中生
存． 因此，蜈蚣草-AM 真菌共生体修复 U 污染土壤
具有良好的应用前景．
4 结论
(1)AM真菌可以有效促进蜈蚣草对铁锰氧化
态铀和硫酸盐态铀的吸收和转移．
(2)AM真菌有助于蜈蚣草富集铀，同时又有效
缓解铀对蜈蚣草的毒害．
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