叢枝菌根影響土壤-植物系統中重金屬遷移轉化和累積過程的機制及其生態應用

陳保冬， 張莘， 伍松林， 李林鳳

(1.中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室， 北京 100085；2.中國科學院大學， 北京 100049；3.中國地質大學(北京)， 北京 100083)

重金屬原義是指比重大于5的金屬，而在環境科學領域中則特指能夠對生物體產生毒害作用的金屬或類金屬元素，如Pb、Zn、Cd、Cr、As和Hg等。重金屬在工農業生產及人們日常生活中有著非常廣泛的應用，但由于重金屬相關工業生產活動中廢棄物的不合理排放，以及含重金屬農藥和化肥的大量施用等原因造成了土壤重金屬污染，不僅對生態環境產生嚴重破壞，也可能通過食物鏈傳遞與累積直接威脅到人體健康[1]。在此背景下，采用適宜方法治理重金屬污染土壤迫在眉睫。目前，重金屬污染土壤治理方法主要有工程措施、物理化學修復和生物修復。工程措施主要指客土、翻土等，物理化學修復方法則主要包括電動力修復法、熱處理分離法、固化/穩定化，以及土壤淋洗等技術，而生物修復主要是利用植物及微生物去除或固定土壤中重金屬的方法。與物理化學修復技術相比，生物修復具有成本低、環境友好、二次污染小等優點，因而受到越來越多的關注。植物修復是生物修復中最具前景的一種修復方法。針對不同的污染情形，植物修復具體分為植物萃取、植物固定、植物過濾和植物揮發等。

在自然條件下，植物往往與土壤中的微生物有著密切的聯系，有些土壤微生物甚至會深刻影響植物的生理代謝和環境適應性。有研究者提出，植物-微生物聯合修復往往會比單一的植物修復或微生物修復有更好的應用效果[2-3]。在諸多土壤微生物類群之中，叢枝菌根真菌(Arbuscularmycorrhizalfungi，AMF)是一類廣泛存在的專性共生土壤真菌，能夠與陸地上大多數高等植物形成共生關系[4]。AMF從宿主植物獲取碳水化合物以維持自身生長，同時能夠幫助宿主植物從土壤中吸收礦質養分和水分。很多研究表明，AM共生體系對植物適應各種逆境脅迫(如土壤貧瘠、干旱和污染等)具有重要意義[5]。一些調查研究也發現，重金屬污染區域往往存在著較高的AMF多樣性[6-7]，AMF不僅可以幫助植物在重金屬污染土壤中生長[8]，也有助于礦區生態系統的恢復重建[9]，而且這些耐性AMF多趨向于與優勢植物種群形成共生關系[10]。在重金屬污染情況下，AMF能夠通過多種途徑減輕重金屬對植物的毒害，增強植物重金屬耐性[11]，因而AMF無論對于重金屬污染土壤生物修復還是生態重建都具有潛在應用價值。本文圍繞AM影響植物吸收累積重金屬機制，重點介紹相關研究前沿，并對未來研究方向及菌根應用技術的研發及推廣進行展望。

1 重金屬污染下AM對植物生長和吸收累積重金屬的影響

重金屬往往具有較強的生物毒性，會直接抑制植物和AMF的生長和生理活動，進而影響到AM共生體的建成和發育。另一方面，AM共生體也往往有助于植物適應重金屬污染環境。通常情況下，AM能夠強化植物根系對重金屬的過濾作用(或屏障效應)，從而降低重金屬向地上部的分配比例，減輕重金屬對植物地上重要生理器官的毒害作用。不過，AM植物吸收累積重金屬會受到重金屬種類及污染程度、植物和AMF種類及土壤理化性質等多種因素的影響，菌根效應也往往會因具體情況而有所不同。

1.1 重金屬污染對AM形成的影響

重金屬會同時影響植物及AMF的生理或遺傳特性，進而影響菌根共生體系的建成和發育。很多調查研究表明[6-7,12]，重金屬污染會影響土壤AMF多樣性，如Zarei等[6]發現，隨著土壤Pb和Zn污染濃度的升高，AMF多樣性降低。野外調查發現[7,10,12-14]，在重金屬污染地帶生長的植物能夠自然形成菌根共生體，如Chen等[10]發現，銅尾礦區(高度Pb、Zn、As、Cd和Cu污染)優勢植物狗牙根(CynodondactylonLinn.)具有較高菌根侵染率。Whitfield等[7]也發現，重金屬污染區的早生百里香(Thymuspolytrichus)等植物具有較高的AM菌根侵染，而且隨著污染程度的增加根內泡囊顯著增多，說明在重金屬污染情況下，AMF能夠與特定植物形成良好共生關系。一些室內模擬試驗表明，重金屬污染可能提高[15-16]或降低AM侵染率[17-18]，具體受到金屬元素種類、濃度及化學形態等因素影響[19]。低劑量重金屬污染往往能夠刺激AM真菌生長，促進菌根共生體發育，而高濃度重金屬則往往抑制AM形成[20-21]。此外，重金屬形態對AM侵染率有重要影響，如Leyval等[22]觀察到土壤重金屬總濃度與菌根侵染率無顯著相關，而NH4NO3提取態Cd和Zn與AM侵染率呈顯著負相關。

1.2 重金屬污染下AM對植物生長的影響

重金屬污染情況下，AM通常能夠促進植物生長。如Chen等[23]發現Cu尾礦中，接種Glomusmosseae促進了金雞菊(Coreopsisdrummondii)、蜈蚣草(Pterisvittata)和白三葉草(Trifoliumrepens)的生長。Dong等[24]發現嚴重As污染土壤中，接種G.mosseae顯著提高了白三葉草和多年生黑麥草(LoliumperenneL.)的生物量。Zhang 等也發現，AM真菌能夠顯著促進在砷污染土壤中生長的蒺藜苜蓿(MedicagotruncatulaL.)[25]、紫花苜蓿(MedicagosativaL.)[26]和水稻(OryzasativaL.)[27]生長。Wu等[28-29]研究發現AM真菌能夠顯著促進鉻污染土壤中蒲公英(TaraxacumplatypecidumDiels)、狗牙根及蒺藜苜蓿的生長。很多研究發現AM的促生效應與改善植物礦質營養(尤其是磷營養)密切相關[23-24,30-31]。AM能夠活化土壤中的磷，促進植物根系對磷的吸收[32-33]。AM根外菌絲也能夠直接吸收P[34]并傳輸到植物體內，而這種作用對于一些特殊的無根毛植物尤為突出，如Chen等[30,35]發現U污染下，AM能夠顯著促進無根毛突變體大麥(Hordeumvulgare)吸收P從而促進其生長，而對野生型大麥P營養及生長無顯著作用。當然，AM也可能通過增強植物根系對重金屬的屏障作用，降低植物重金屬毒害，從而促進植物生長[24,30]。同時，AM的促生效應也受到植物種類、土壤性質等因素影響。

1.3 AM對植物吸收累積重金屬的影響

在多數研究報道中，AM能夠降低植物地上部重金屬濃度，減輕重金屬對植物的生理毒害。如Chen等[16,23-24,36]發現在重金屬污染下，AM能夠降低植物體內(尤其是地上部) Cu、Zn、As 和Cd 濃度。這一作用在放射性元素U污染的情況下也表現出來[37]。在田間試驗中，對于輕度重金屬污染，接種G.intraradices提高了克隆植物蒿柳(Salixviminalis(5027))根系Cu和Cd濃度，同時降低了地上部Cu和Cd濃度[38]。Wu等[29]研究發現接種AM真菌能夠顯著降低蒲公英地上部和根系的鉻濃度。對于砷污染土壤中生長的植物，接種AM真菌同樣能夠降低蒺藜苜蓿和紫花苜蓿地上部和根系的砷濃度。由于重金屬污染土壤中AM往往促進了植物生長，增加了植物生物量，所以，AM降低植物地上部重金屬濃度通常被認為是一種“生長稀釋”效應[16,23-24,36]。不過，在一些試驗中也出現AM提高植物地上部重金屬濃度的情況[21,39-42]。如Yu等[39]發現Cd污染下，AM增加了多花黑麥草(L.multiflorum)地上部及根系Cd濃度。劉靈芝等[40]發現不同土壤施Cd水平(0、5、20和50mg/kg)下，AM均提高了萬壽菊(TageteserectaL.)地上部Cd濃度，促進了Cd自根系向地上部的轉運。

盡管AM對植物體內重金屬濃度影響不同，但由于AM通常會促進植物生長，所以AM往往會增加植物重金屬吸收量。如接種G.mosseae降低了苜蓿(Medicagosaliva)、白三葉草和黑麥草體內As濃度，但卻增加了As吸收總量[23-24,36]。當然，也有一些試驗表明，AM同時增加了植物地上部及根系Cd濃度和吸收量[39-40]，或者AM對植物重金屬濃度及吸收量都沒有顯著影響[18]。這些不同的研究結果很可能與不同的試驗環境條件以及植物自身生物學特性等有關。

此外，AM對植物體內重金屬分配也有重要影響。多數情況下，AM能夠抑制重金屬自根系向地上部的轉運，從而降低植物地上部與根系重金屬吸收量之比[15-16,23-24,29,36-37,43]但特定情況下AM也可能提高植物地上部與根系重金屬吸收量之比[39-40,42]。

2 AM植物吸收累積重金屬的影響因素

總體上，AM植物吸收累積重金屬受重金屬元素種類及污染程度、植物和AM真菌種類及土壤理化性質等多種因素影響，在具體基礎及應用研究中應綜合考慮各種因素，以全面認識AM在植物適應重金屬污染脅迫中的作用，并為應用AM修復重金屬污染土壤奠定基礎。

2.1 元素種類和污染程度

有些金屬元素是植物生長發育所必需的，即微量營養元素，如Zn和Cu等，但大多數重金屬則是植物生長發育所不需要的，為非必需元素，如As、Cd、Cr、Pb等重金屬以及放射性元素U、Cs等。植物對于營養元素和非必需元素的吸收機制往往是不同的。植物通過長期的進化，已演化出專門的通道吸收微量元素[44-45]，例如Zn通過被動運輸進入大麥體內[44]，通過細胞膜上P1B-type ATPases作用進入Zn超富集植物天藍遏藍菜(Thlaspicaerulescens)[46]。植物吸收非必需元素往往依賴已有的營養元素吸收通道，如通過磷酸根轉運蛋白吸收砷酸根離子[47]，通過硫酸根轉運蛋白吸收鉻酸根離子[48]，通過鉀離子吸收途徑吸收放射性元素Cs[49]。一般情況下，植物需要吸收一定的營養元素以維持生長，故低濃度微量營養元素情況下，隨著土壤中元素濃度的增加，植物生長增加，而過高濃度則會造成植物中毒，而非必需元素往往在低劑量下就對植物產生毒害作用。

對于微量營養元素Zn和Cu而言，當其在土壤中的濃度較低時AM能夠促進植物對這些元素的吸收[50]，而在達到污染濃度時往往能夠降低其地上部濃度，對植物起到“保護”作用。例如Chen等研究發現，當土壤添加Zn濃度在50mg/kg 以下時，接種G.mosseae提高了紅三葉草地上部Zn濃度，并促進了Zn向地上部的轉移，而在 50mg/kg以上時，G.mosseae則降低了植物地上部Zn濃度，抑制了Zn向地上部的轉運。無論高濃度和低濃度Zn施加水平下，AM均提高了根系Zn濃度[16]。對于Cu來說也有類似的規律，如有研究發現，Cu添加量低于1mmol/L(64mg/kg)時，Glomusgeosporum對海紫菀(AstertripoliumL.)地上部和根系Cu濃度無影響，而在Cu添加量高于1mmol/L時降低了地上部Cu濃度[51]。也有試驗表明，Cu的臨界濃度在2mmol/L(124mg/kg)左右，如土壤Cu添加濃度在100mg/kg以下時，接種Acaulosporamellea增加了玉米(ZeamaysL.)地上部Cu濃度，而在100mg/kg以上時則降低了地上部Cu濃度[52]。Cu添加濃度低于2mmol/L時，AM對辣椒(CapsicumannuumL.)體內Cu濃度無影響，而在高于2mmol/L時，則同時降低其地上部和根系Cu濃度[53]。

一般情況下，AM能夠抑制非必需金屬元素向植物地上部的運輸，減輕重金屬對植物的毒害。在As污染土壤中，G.mosseae總體上降低了蒺藜苜蓿(MedicagotruncatulaL.)和玉米地上部和根系As濃度[54-55]。Cd污染下，AM往往能夠降低植物地上部Cd濃度[56-58]。也有發現，在10～500mg/kg Pb污染下，AM能夠降低玉米葉片Pb濃度[59]。不過，對于某些特殊植物(如重金屬超富集植物)而言，AM也可能增加植物地上部重金屬濃度，促進重金屬自根系向地上部的運輸。如有發現G.mosseae增加了砷超富集植物蜈蚣草(PterisvittataL.)地上部As濃度[60]。AM甚至能夠增加某些植物，如向日葵(Helianthusspp.)地上部放射性元素137Cs吸收量[61]。也有少數試驗報道，重金屬污染下AM對植物體內重金屬(如Pb)濃度無顯著影響[62]。

與必需元素相似，AM對植物吸收累積非必需元素的影響可能也存在一個濃度閾值。土壤中重金屬濃度低于該閾值時，AM對植物體內重金屬濃度影響較小，而高于閾值時則降低植物地上部重金屬濃度。如Liu等[40,63]發現在土壤不施Cd時，接種處理萬壽菊(TageteserectaL.)地上部Cd濃度與未接種處理無顯著差異[40]，甚或增加了地上部Cd濃度[63]；當土壤施Cd 濃度在20mg/kg以上時，接種處理植物地上部Cd濃度顯著高于不接種處理，而當土壤施Cd 濃度達到50mg/kg時，接種又降低了植物地上部Cd濃度。也有發現，AM在土壤施Cd濃度小于50mg/kg時對寶山堇菜(Violabaoshanensis)體內Cd濃度無影響，而在土壤施Cd濃度高于100mg/kg時則降低了其地上部和根系Cd濃度[64]。Pb的臨界濃度要高許多，如Zhong等發現，土壤施加Pb濃度低于500mg/kg時，AM對寶山堇菜體內Pb濃度無影響，而在Pb濃度高于1000mg/kg時則降低了其地上部和根系Pb濃度[65]。

在多種污染元素共存時，AM對植物吸收重金屬的影響是否依然符合以上規律呢？有研究發現0～500mg/kg Pb污染下，AM降低了玉米葉片Pb濃度，但同時增加了葉片Zn (土壤Zn本底濃度為0.4mg/kg)濃度[59]。這表明AM能夠在增強植物吸收微量元素的同時減少植物吸收非必需元素，從而增強植物重金屬抗性。然而，當營養元素濃度逐漸升高而成為脅迫因素時，AM對植物營養元素與非必需元素的吸收則均會表現為抑制吸收效應。如Garg等[65]試驗發現，無論在Zn和Cd復合污染，還是單元素污染下，接種G.mosseae均降低了木豆(Cajanuscajan(L.) Millsp.)體內Zn和Cd濃度。當然，也有研究發現，Zn和Cd單元素污染與復合污染情況下，AM對玉米體內Zn和Cd濃度影響并不相同[66]。這種區別可能源于植物特性、AM真菌及土壤理化性質等因素的變化。此外，Chen等[67]發現在As和放射性元素U復合污染情況下，AM顯著增加了蜈蚣草體內U濃度，而對植株As濃度沒有影響，而這與單一As污染情況時AM對蜈蚣草體內As濃度的影響一致[68]。在Zn、Cd和Pb三種元素混合污染情況下，Vogel-Mikus等[69]也發現AM降低了重金屬超富集植物遏藍菜(T.praecox)根系Cd和Zn濃度，而對Pb濃度的影響存在臨界值?？傮w來說，多元素復合污染下AM對植物重金屬吸收作用的影響研究較少，難以得出一致的結論，但相比較單元素污染，這方面研究往往更接近實際情況，對于菌根修復技術的應用具有重要意義，所以今后應得到加強。

綜上，無論對于微量營養元素還是非必需元素，無論單元素污染還是多元素復合污染情況，AM植物吸收累積重金屬均受到重金屬元素種類和污染程度的影響。一般來說，低濃度重金屬污染下，AM增加植物體內(尤其是地上部)重金屬濃度，而高濃度重金屬污染下，AM則普遍降低了植物體內(尤其是地上部)重金屬濃度。這一觀點也得到了Audet等[70]的驗證。Audet等[70]對20篇AM影響植物吸收累積重金屬的研究文獻進行了Meta分析，將AM植物與非AM植物體內重金屬濃度或吸收量的相對差值定義為AM效應值(AM feedback)，結果發現無論對于植物重金屬濃度還是吸收量來說，低濃度(10-3～1mg/kg)土壤重金屬污染下，土壤重金屬濃度與AM feedback之間呈顯著正相關關系，表明AM“強化”了植物吸收累積重金屬；而在高濃度(1～104mg/kg)重金屬污染下，土壤重金屬濃度與AM feedback之間呈顯著負相關關系，表明AM“阻滯”了植物吸收累積重金屬?？梢?，土壤重金屬濃度對AM植物吸收重金屬的影響存在臨界值。當然，Audet等所做的分析是在較大濃度范圍下(土壤重金屬濃度從10-3到104mg/kg)進行，而且沒有考慮微量營養元素與非必需元素的區別，因而具體到某些特殊的植物、真菌及重金屬種類結果也會有所不同。特別需要指出的是，AM真菌和植物只在一定重金屬污染范圍內具有耐受性，而且在這一范圍內隨著重金屬濃度的增加，植物對AM真菌的依賴性往往有增加的趨勢[70]，然而超過這一范圍，即在過高土壤重金屬濃度下，植物和AM真菌可能均無法生存，AM作用也將不復存在。

2.2 植物種類

不同的植物對重金屬耐受性及吸收累積特性不同，對菌根依賴程度不同，因而可以推斷，AM對植物吸收累積重金屬的影響會因宿主植物種類的不同而不同。在Pb污染情況下，AM增加了Kummerowiastriata(Thunb.) Schindl、IxerisdenticulateL.和Ecrusgallivarmitis根系和地上部Pb濃度之比，而對黑麥草和白三葉草無影響[21]。AM甚至對于同一種植物的不同重金屬耐性品種作用也不相同[58,71]，如有發現G.intraradices降低了轉入金屬硫蛋白基因的煙草(NicotianatabacumL.)地上部及根系Cd濃度，而對野生型煙草重金屬吸收無影響[71]。在100mg/kgAs污染下，G.mosseae顯著增加了非耐砷蜈蚣草根部As濃度，而對耐砷蜈蚣草地下部As濃度無影響[60]。放射性核素U污染下，AM對不同生態型植物吸收重金屬影響也不同，如Chen等[35]發現，G.intraradices能夠降低無根毛突變體大麥地上部U濃度，同時增加其根系U濃度，增強根部固持作用，而對野生型大麥吸收累積U無影響。此外，AM對植物重金屬吸收的影響也會因植物生長期不同而不同。如50mg/kg Cd污染下，在植物與AM真菌共生生長11周后，AM增加了白三葉草地上部Cd濃度，而在生長20周后這種作用消失[72]。由此可見，AM對植物吸收重金屬的影響會有一個時間效應，這可能與植物及真菌在不同生長期的資源分配有關，具體機制還需要進一步研究。

2.3 AM真菌種類

AM真菌沒有嚴格宿主專一性，一種AM真菌能夠侵染多種植物，而同一種植物也可能被多種AM真菌侵染。然而，這并不意味著不同AM真菌具有同樣的生態功能。事實上，不同AM真菌和宿主植物之間有彼此的適合性。不同AM菌種對同一植物適合程度可能不同，共生體系生理效能自然也會有所差異，其對植物吸收累積重金屬的影響也不同。在As污染情況下，G.mosseae和G.etunicatum均降低了玉米地上部As濃度，而G.constrictum對地上部As濃度沒有影響[73]。類似地，也有研究發現不同AM菌種對植物吸收累積Cd影響不同[74-75]，如Cd污染下，G.intraradices對紫羊茅Cd吸收的抑制效應大于G.mosseae[74]。

AM真菌自身的重金屬耐性也是影響菌根植物吸收重金屬的一個重要因素。研究發現，分離自重金屬污染地帶的G.intraradices能夠改變煙草葉片Cd濃度，而分離自農田地的G.geosporum對煙草葉片Cd濃度沒有影響[58]。即使對于同一AM真菌菌種，其對植物吸收重金屬的影響也會因菌株的重金屬耐性不同而不同，如G.mosseae重金屬耐性菌株對蜈蚣草地上部和根系As濃度無影響，而非耐性菌株則增加了蜈蚣草地上部As濃度[60]。又如，Cd污染下，分離自Cd污染地的G.mosseae增加了白三葉草地上部Cd濃度，而對照G.mosseae菌株則對植株地上部Cd濃度無影響[72]。不過，也有試驗表明不同耐性菌株對其宿主植物吸收重金屬的影響沒有差異[51,76-77]。

從不同污染地分離的AMF菌株其耐性范圍往往會有所不同。Weissenhorn等[78]發現，從Zn污染土壤中分離的菌種G.mosseae較對照菌種來說只具有更高的耐Zn作用，而不具有更強的耐Cd作用，而從Cd污染土壤分離的G.mosseae和G.etunicatum混合菌種較對照混合菌種具有更高的耐Cd和Zn能力。不同耐性AM真菌菌種對植物吸收累積重金屬影響也不同，如分別分離自0、10和100mg/kg Cd污染土壤的三種AMF對大麥吸收累積Cd影響各不相同[79]。此外，因為不同AM真菌特性不同，同時也存在侵染競爭，多種AMF混合接種與單一AMF對植物吸收重金屬影響也可能不同[80]，但目前該方面研究較少。然而，比較馮海燕等[81]G.mosseae和G.intraradices單一接種和Yu等[39]以同樣兩個菌種混合接種對黑麥草吸收累積Cd的影響的研究，發現混合接種和單一接種均增加了植物體內Cd濃度，二者作用是一致的。當然，考慮到自然環境中往往是多種AM真菌與植物共生，因此未來研究需要借助分子生物學方法分析混合菌中不同AMF侵染競爭動態，以期在更接近自然的狀況下探究AM真菌在植物適應重金屬脅迫中的作用及機制。

2.4 土壤理化性質

土壤理化性質(如土壤pH、肥力等)對植物及AMF的生長發育有著重要影響，同時也能夠影響重金屬生物有效性，進而影響植物吸收重金屬。不同AM菌種的pH適應范圍不一樣，如球囊霉屬(Glomus)多出現在pH=5～9，而無梗囊霉屬(Acaulospora)、巨孢囊霉屬(Gigaspora)、盾巨孢囊霉屬(Scutellospora)則主要出現在pH<7的土壤中[80]。不同pH下，AM真菌對植物侵染也不同。如低pH水平下(4.3～5.1)，Gigasporamargarita對紫云英(Astragalussinicus)侵染高，而在較高pH水平下(5.8～6.8)Glomusmosseae對紫云英有較強的侵染[80]。此外，不同pH下，AM真菌侵染狀況及其群落組成也會發生變化[82]。土壤有效P對AM的形成也具有重要影響，AM侵染率往往隨著土壤中速效P的增加而降低[30,35,83]。在重金屬污染情況下，土壤理化性質也同樣影響著AM的形成，如在Zn、Cd、Cu污染脅迫下，AM真菌只在pH 6.2下對大豆(GlycinemaxL.)有侵染，而在pH 5.7下無侵染[84]。可見，土壤理化性質在AM形成及功能中起著重要的作用，其對AM植物適應重金屬脅迫也必然產生一定影響。許多研究發現[30,64,75]，土壤肥力狀況(尤其是速效P濃度)對AM植物吸收重金屬具有重要影響。如5mg/kg Cd污染下，低P(1mg/kg)情況下G.intraradices增加了刀豆(CanavaliaensiformisL. D.C)地上和地下部Cd濃度，而在較高P濃度(10mg/kg)情況下這種作用消失[75]。在鉛鋅礦區中(DTPA提取態Cd濃度為23mg/kg，Pb濃度為387mg/kg)，AM在不施加P時能夠抑制寶山堇菜吸收Pb，而在施加250mg/kgP時則對植物吸收Pb無影響[64]。在自然U污染土壤中，不施P的情況下，G.intraradices顯著促進了無根毛突變體大麥吸收P同時提高了根系U濃度，而在施加50mg/kg P的情況下菌根沒有改善植物P營養，其對根部U濃度也無影響[30]。

土壤理化性質對AM植物吸收累積重金屬的影響機制可能有兩個方面。一方面，土壤理化性質(主要是pH或速效磷等)通過影響AM共生體系的形成和發育，進而影響AM植物吸收累積重金屬。如前所述，不同AMF適宜的土壤pH不同[79]，而土壤速效磷往往抑制菌根的形成[30,35,83]。另一方面，土壤理化性質也可能直接影響土壤重金屬形態和有效性，進而對共生系統吸收重金屬產生影響。如土壤pH的升高往往會降低土壤重金屬生物有效性[85]，土壤中的磷酸根離子往往可以與二價陽離子重金屬反應使得重金屬活性降低。

3 AM增強植物重金屬耐性的作用機制

AM真菌可通過多種途徑影響植物吸收累積重金屬，概括起來可分為直接作用和間接作用。直接作用主要是AMF對重金屬的直接吸收、固持，以及對根際重金屬形態和生物有效性的影響，而間接作用則主要是AM通過促進植物對礦質養分(尤其是磷)的吸收和植物生長，從而增強植物自身重金屬耐性。

3.1 間接作用機制(非專性機制)

重金屬會對植物產生毒害作用，而土壤重金屬首先作用于植物根系。植物根系受到重金屬毒害其生長受抑，不能正常執行根系吸收礦質養分和水分的功能。同時，在重金屬污染地帶，土壤中礦質養分往往相對缺乏。AM真菌能夠有效擴大植物根系吸收范圍，并能活化土壤中的礦質養分，這在一定程度上可以彌補根系功能缺陷，增強植物對重金屬污染環境的適應性。由于菌根的這種作用并非僅在重金屬污染情況下才起作用，而在各種逆境脅迫下根系生長和生理功能受阻時均能發揮作用，因此也被稱為非專性機制。

在土壤中金屬元素Cd、Cu、Pb、Zn等能夠與磷酸根結合形成難溶性磷酸鹽，進而降低P的生物有效性，而AM能夠通過活化土壤中的P[33]，或通過菌絲直接吸收P[34]并傳輸到植物體內，從而改善植物P營養。例如，在U污染下AM根外菌絲可以幫助無根毛突變體大麥攝取P，以彌補根毛的作用[30,35]。Chen等[15,36]通過分室試驗比較G.mosseae根外菌絲對重金屬和P的吸收，發現AM真菌更容易選擇吸收P。Christophersen等[86]發現，AM真菌能夠降低植物根系HvPht1;1和HvPht1;2基因(編碼根表層高親和磷酸根離子通道蛋白)表達，從而抑制植物吸收砷酸根離子，同時增加AM誘導的共生界面磷轉運蛋白基因HvPht1;8的表達，促進P的吸收和轉運。AM通過改善植物P營養增加植物生物量，而植物生物量的增加往往導致降低植物體內重金屬濃度相對下降，這一現象即被稱為“生長稀釋”效應[16,23-24,36]。此外，AM也能夠改變根系形態[87]，進而對植物自身吸收重金屬過程產生影響。很多試驗表明，雖然菌根可能導致植物體內重金屬濃度下降，但植物重金屬吸收總量卻是增加的[23-24,36]，這很可能是由于植物根系生長得到改善而直接吸收了更多的重金屬。

3.2 直接作用機制(專性機制)

AM真菌對植物吸收累積重金屬的直接作用是指菌根真菌直接參與重金屬在土壤-植物系統遷移轉化過程。這種作用對重金屬具有專一性，因此又稱為專性機制。根外菌絲直徑雖僅有數微米，但其能形成發達的菌絲網絡和巨大的表面積，因而可以相當可觀地吸附和吸收作用固持根際土壤重金屬。另一方面，根內共生結構(根內菌絲、泡囊、叢枝等結構)能夠在細胞水平將重金屬“區隔化”，阻止重金屬進入植物根細胞，減輕其對植物的生理毒害。此外，AM真菌還能夠通過菌絲分泌物等影響根際微環境，進而影響重金屬的化學形態和生物有效性。

3.2.1根外菌絲對重金屬的直接吸收作用

AM根外菌絲和根毛在吸收礦質養分方面具有一定的功能互補性[35]，而很多研究也證實根外菌絲能夠直接吸收轉運重金屬。由于菌絲直徑通常只有幾個微米，相比根直徑低兩個數量級左右，故在試驗研究中可以一定孔徑(30μm左右)的尼龍網將根系和菌絲隔開，形成單獨的菌絲生長空間。向分室培養系統中的菌絲室施加重金屬，即可考察根外菌絲對重金屬的直接吸收作用。如Guo等[88]研究發現，大豆中24%的Cd和Cu、玉米中41%的Cd及19%的Cu均來源于根外菌絲的吸收。Chen等[16]通過在基質中加入P以消除“生長稀釋”效應，同時在菌絲室加入不同濃度的Zn，發現菌絲可以吸收Zn并轉運到植物體內。在菌絲室Zn濃度為50mg/kg時，通過菌絲吸收的Zn達到植物Zn吸收總量的22%。由于土壤中往往存在著本底重金屬，所以僅應用分室培養系統，很難區分被菌絲和植物根系吸收的重金屬，而利用同位素標記方法能夠區分外源添加與土壤本底重金屬，從而定量根外菌絲對植物吸收重金屬的實質貢獻。如利用放射性同位素標記方法，Joner等[89]發現，隨著菌絲室中109Cd施加濃度的增加(從1、10到100mg/kg)，接種G.mosseae的地三葉草(Trifoliumsubterraneum)體內109Cd濃度逐漸增加。Hutchinson等[57]也利用109Cd標記法發現長葉車前(Plantagolanceolata)吸收的Cd有10%來自于AM根外菌絲吸收貢獻，而Jansa等[90]發現根外菌絲可以吸收65Zn并運輸到玉米體內。

以土壤為培養基質的分室培養試驗比較接近于自然情況，但難以排除重金屬在不同分室間的擴散，所以難以嚴格定量根外菌絲對重金屬的吸收。離體植物根器官和AM真菌的雙重無菌培養系統能夠在很大程度上免除培養基質本底及重金屬擴散問題。Gonzalez-Chavez等[91]采用雙重無菌培養系統研究證實G.intraradices根外菌絲能夠吸收和泌出As，而G.intraradices中的P轉運蛋白(GiPT)和亞砷酸鹽泵出蛋白(GiArsA)可能分別負責As的吸收和泌出。Dupre等[92]用雙重培養體系研究發現根外菌絲吸收了菌絲室總Cs的21.0%，其中83.6%轉移到植物體內，而且絕大部分轉移到植物根系中。利用這種培養系統，Rufyikiri等[93]也證實了AM根外菌絲可以吸收并向植物轉運放射性元素U。此外，Wu等[94-95]通過雙重培養體系證實了AM真菌菌絲對Cr(Ⅵ)的吸收及固持作用，發現AM真菌菌絲能夠通過主動運輸方式吸收Cr(Ⅵ)并將70%以上吸收的Cr累積在根外菌絲體中。

3.2.2AM共生結構對重金屬的固持及區隔化作用

AM根外菌絲細胞壁成分如幾丁質、纖維素及其衍生物、黑色素等能夠與金屬離子結合，因而對金屬具有較強的吸附能力[96]。Chen等[97]利用玻璃珠分室培養系統獲得根外菌絲，發現菌絲中Zn濃度達到宿主植物體內Zn濃度的10倍。陳保冬等[98]用離體菌絲進行吸附試驗發現，菌絲體對不同重金屬吸附能力不同，在1000μmol/L重金屬初始濃度下，菌絲體對Mn、Zn和Cd的吸附量分別達到自身生物量的1.7%、2.8%和13.3%。也有研究發現[99]，G.mosseae菌絲Cd吸附量為0.5mg/g(為真菌Rhizopusarrhizus的10倍)，Cu吸附量為3～14 mg/g。菌絲對重金屬的吸附可能源于細胞壁上帶負價的羥基、羧基、游離氨基酸等與重金屬離子等的結合作用[100]。相比較非菌根根系，菌根往往具有較高的陽離子交換量(CEC)，對重金屬的吸附能力更強[98]，強侵染根段往往較弱侵染根段具有更高的P濃度和Pb濃度[77]。Zhang等[101]研究發現，相比較非菌根根系細胞壁，菌根根系細胞壁具有更高的Cu濃度，而細胞質具有更低的Cu濃度。其同時發現，菌根細胞壁對Cu的吸附較非AM根系細胞壁強。對重金屬的強吸附作用使得AM根外菌絲及AM根段可以將大量重金屬固持在根際，從而阻滯重金屬進入菌絲及植物體內，減輕重金屬對宿主植物的危害。Wu等[95]研究發現，AM真菌菌絲能夠將大量Cr固持在菌絲表面，初步研究發現這些Cr主要以磷酸鉻類似物形式存在。

盡管很多試驗數據表明AM根外菌絲能夠直接吸收轉運重金屬，但菌絲吸收的重金屬并不一定真正進入植物體內，而是被大量固持在菌根共生結構中，這也是一種組織或細胞水平的重金屬“區隔化”作用。有試驗表明，菌根共生體中的重金屬主要被區隔于細胞壁及泡囊等結構中[100,102-103]，較少進入植物細胞中。叢枝結構作為菌根真菌和植物根細胞的物質交換界面，可能對重金屬也具有很強的選擇性屏蔽作用，即菌絲吸收的重金屬并不能通過叢枝界面傳輸給植物根細胞，因而被滯留在菌根共生結構之中而不能向地上部運轉。如Wu等[104]研究發現，AM真菌菌絲吸收的鉻多數固持在植物根系中，只有少量被轉移到地上部。進一步基于同步輻射的軟X射線掃描透射顯微成像技術研究發現Cr在菌根根系中主要分布于真菌結構(如叢枝、泡囊等)中，而Cr向植物細胞的轉運非常有限[95]。此外，Nayuki等[105]利用基于同步輻射的X射線熒光分析發現Cd主要聚集在叢枝、泡囊等結構中。Wu等[106]近期研究發現，AM也能夠將重金屬Zn和Cu固持在根內叢枝結構中，從而緩解植物重金屬毒害。

正是由于AM共生結構對重金屬的固持和“區隔化”作用，在很多試驗中可以觀察到菌根減少了重金屬自根系向地上部的運輸，或者說菌根降低了重金屬向植物地上部的分配比例[15-16,23-24,36-37]。這也可以視作菌根增強了植物器官水平的重金屬“區隔化”作用。

3.2.3AM真菌改變菌根際微環境

AM真菌的生理活動，如分泌有機酸、球囊霉素相關土壤蛋白(Glomalin-related soil protein, GRSP)等往往能夠改變根際微環境，進而影響重金屬生物有效性和植物對重金屬的吸收。AM分泌物能夠通過直接與重金屬結合或間接改變根際土壤理化性質改變重金屬化學形態。如研究發現，AM增加了玉米根際土壤有機結合態Zn濃度，同時降低了結晶氧化態及殘留態Zn濃度[107]，增加了旱稻根際土壤可交換態Pb濃度和有機質結合態Pb濃度，降低了碳酸鹽結合態以及鐵錳氧化物結合態Pb含量[108]，提高了根際土壤中水溶態As濃度[24]。也有研究表明，AM植物根際土壤Cu向金屬納米顆粒物轉化[109]，AM使玉米根際土壤中交換態Cu百分比從26%升高到43%，有機結合態Cu、Zn和Pb百分比分別提高15%、40%和20%[110]。AM對植物根際土壤重金屬形態的影響因植物種類不同而不同。如Leung等[111]發現，AM能夠促使蜈蚣草根際土壤中的As由Ca-As結合態向Fe-As結合態和Al-As結合態轉化，從而提高了As的生物有效性，卻促使狗牙根根際土壤中的As由Fe-As結合態、Al-As結合態及水溶態向Ca-As結合態轉化，降低了As的生物有效性。也有研究發現[112]，AM降低了種植旱稻的土壤溶液中As(Ⅲ)和總As濃度，即降低了As的生物有效性。

需要指出的是，AM分泌物GRSP[113]，作為一種富含脂肪族烯類和亞甲基的糖蛋白[114]，對重金屬具有較強的結合能力[115-116]，因而對土壤重金屬生物有效性可能有重要影響。有調查顯示，在Cu污染地帶，根際土壤中GRSP的濃度與重金屬Cu、Zn濃度之間呈顯著正相關關系(P<0.001)，GRSP結合態Cu濃度在3.76～89.0mg/g之間，占總Cu濃度的1.44%～27.5%[117]；GRSP結合態Pb濃度達690～23400mg/kg，占土壤總Pb量的0.8%～15.5%，而且土壤中GRSP濃度與Pb濃度之間呈顯著正相關關系(P<0.01)[118]。GRSP對重金屬的結合作用對于改變重金屬形態具有重要意義，然而其結合機理還不清楚。Gonzalez-Chvez等[119]將Cu加入GRSP溶液中后，分別用檸檬酸、硼酸和鹽酸進行多次解吸，發現與GRSP結合的Cu不會被全部解吸下來，Cu在GRSP中的濃度為6.7～28 mg/g，占解吸前濃度的7.2%～12%，表明GRSP對Cu的結合方式除了弱離子交換以外，還有強化學絡合作用。此外，不同組織部位的GRSP對重金屬的結合能力也不同，相比較基質及非侵染根分離出的GRSP，根外菌絲中的GRSP往往具有較強的重金屬結合能力[119]。這可能是不同部位GRSP成分不同所致。

綜上，AM能夠通過直接途徑(專性機制)與間接途徑(非專性機制)綜合影響重金屬在土壤-植物系統中的遷移轉化，增強植物重金屬耐性。AM增強植物重金屬耐性機制示意圖，具體見圖1。

4 AM增強植物重金屬耐性機理研究前沿

AM能夠影響植物對重金屬的吸收和累積，在植物適應重金屬污染環境方面起著重要作用。然而，AM增強植物重金屬耐性的生理和分子機制還有許多值得深入探討的科學問題。這些問題包括：①AM真菌吸收和轉化重金屬的分子機制是什么？②重金屬在AM真菌菌絲中以何種形態運輸，其轉運機理是什么？③AM真菌自身重金屬耐性機理是什么？④重金屬如何通過菌根共生界面——叢枝結構而在AM真菌和植物細胞間進行傳輸？⑤經由菌絲吸收的重金屬在AM組織甚至細胞水平上的分布規律？⑥AM真菌如何調控植物自身重金屬吸收及累積生理過程？這些問題的解答需要借助生物化學和現代分子生物學研究技術，目前尚處于起步階段。

4.1 AM真菌對重金屬的吸收和轉運機制

AM真菌尚不能純培養，也難以進行遺傳操作，由此導致對其進行分子生物學研究相對困難。目前對AM真菌吸收重金屬的分子機制所知極其有限。Gonzalez-Chavez等[127]通過RiT-DNA轉化胡蘿卜根與AM真菌雙重培養體系發現G.intraradices根外菌絲可能通過P轉運蛋白(Phosphate transporter, GiPT)和亞砷酸鹽泵出蛋白(Putative arsenite efflux pump, GiArsA)吸收As(Ⅴ)和泌出As(Ⅲ)。ZIP轉運蛋白和陽離子擴散蛋白(Cation diffusion facilitator，CDF)則可能在AM真菌吸收、轉運及向“叢枝圍”傳輸Zn中起到重要作用[128-129]。

4.2 重金屬在AM共生體系中的分布及形態特征

研究重金屬在菌根共生體組織及細胞水平微區分布和形態特征，一方面可以在微觀層面驗證AM共生結構對重金屬的“區隔化”作用，另一方面則可為重金屬在AM真菌和植物細胞界面上的傳輸機制研究奠定基礎。已有研究表明，重金屬主要位于AM的細胞壁及泡囊等結構中[101-102,130-131]，如Chen等[130]發現Cd及Zn主要存在于叢枝、泡囊以及根外菌絲中。Zhang等[101]發現相對于非菌根根系，菌根根系細胞壁中累積更多的Cu，而細胞質中累積較少的Cu。采用傳統的組織分離方法由菌根共生體獲取菌物不僅工作量大，而且試驗結果干擾因素多、可靠性不高。在此背景下，近年來發展起來的激光共聚焦顯微技術、X射線能譜以及同步輻射等技術為研究菌根界面重金屬分布提供了契機。如Weiersbye等[102]利用Micro-PIXE mapping技術發現U主要分布于AM的根內菌絲或泡囊中。González-Guerrero等[131]運用能量散射X射線能譜法發現無論是在孢子還是在根外菌絲中，重金屬主要分布于細胞壁和液泡中，而在胞漿中分布較少。Wu等[95]利用同步輻射的軟X射線掃描透射顯微成像技術研究發現Cr主要賦存在根外菌絲表面及根內真菌結構中。

相比之下，重金屬在AM中的賦存形態鮮有報道，已有研究多關注元素As。如有研究發現，玉米中主要以無機砷為主，AM降低了玉米地上部及根系As(Ⅲ)濃度，同時增加了玉米地上部DMA(二甲基砷酸)濃度，而MMA(一甲基砷酸)只出現在AM根系中。AM可能通過抑制玉米根系砷還原酶活性抑制玉米體內As(Ⅴ)向As(Ⅲ)的還原[55]。Zhang等[25,27]研究發現，接種AM真菌后，在外源添加As(Ⅴ)污染土壤中生長的蒺藜苜蓿地上部和水稻籽粒中均檢出了二甲基砷DMA，由于植物本身不具備甲基化砷的能力，所以研究者推測AM真菌很有可能具備甲基化砷的能力。最近Li等[132]從AM真菌Rhizophagusirregularis中克隆了砷甲基轉移酶基因RiMT-11，并通過雙重無菌培養體系發現AM真菌能將無機砷轉化為一甲基砷(MMA)、二甲基砷(DMA)以及氣態的三甲基砷(TMA)。該研究證實了AM真菌的確具有砷甲基化和揮發的能力，在這一過程中RiMT-11基因發揮了重要的作用。

4.3 AM對植物自身重金屬抗性生理和分子機制的調控作用

AM是一個共生體系，AM真菌和宿主植物之間往往存在著密切的信號交流途徑。在重金屬污染脅迫下，菌根真菌和植物之間必然有著協同抗逆的機制。目前這方面的研究多集中于AM真菌對植物重金屬抗性生理和分子機制的調控作用。

4.3.1AM對植物吸收重金屬分子途徑的調控作用

AM真菌能夠間接調控植物根系重金屬吸收相關通道蛋白的合成。As污染情況下，G.intraradices能夠降低水稻(OryzasativaL.)根系亞砷酸根離子轉運蛋白基因Lsi1和Lsi2的表達，且提高了根系As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的比值[133]。也有發現，AM降低了蒺藜苜蓿根系皮層細胞膜中MtPht1;1和MtPht1;2基因的表達，同時提高了共生界面編碼P轉運蛋白的MtPT4基因的表達，從而能夠在改善P營養的同時減少植物對As的吸收[134]。Li等[43]研究也發現，接種處理顯著提高了紫花苜蓿根系磷轉運蛋白基因MsPT4的表達，促進植物吸收更多磷物從而促進植物生長，通過“稀釋作用”降低植物體內砷濃度。此外，AM還能夠降低蒺藜苜蓿根系細胞膜上Zn轉運蛋白基因MtZIP2的表達，從而降低根系Zn濃度[129]。

4.3.2重金屬脅迫下AM對宿主植物抗逆生理的調控作用

重金屬脅迫能夠造成植物氧化脅迫，同時影響植物的光合作用、呼吸作用等生理生化過程，如引起植物水分缺失，降低植物葉綠素含量等等[135]。AM往往能夠減緩重金屬脅迫對植物產生的生理脅迫，如Paradi等[136]發現Cd處理僅降低了非菌根植物腐胺和亞精胺含量，而對AM植物無影響。Aloui等[137]發現 AM降低了植物體內Cd引起的異黃酮類及其衍生物和查爾酮濃度。Andrade等[138]也發現AM能夠降低植物脯氨酸濃度。也有研究發現，AM能夠增強某些植物抗氧化酶的活性[139]，降低植物體內活性氧物質濃度[140]，緩解重金屬對植物的生理毒害。有研究者觀測到重金屬污染脅迫下AM能夠增加植物體內直接參與降低重金屬毒性的物質如非蛋白硫醇(NP-SH)、谷胱甘肽(GSH)和植物螯合肽(PC)等的濃度[141]。Wu等[28]研究發現，Cr(Ⅵ)脅迫下，AM真菌能夠顯著提高蒺藜苜蓿根系中高親和硫轉運蛋白基因的表達，從而促進了植物對硫素的吸收，并增加硫代謝產物的累積，以抵御由于Cr毒害造成的氧化脅迫。Li等[43]研究也發現，高As濃度暴露下，菌根顯著提高了紫花苜蓿根系金屬硫蛋基因MsMT2的表達，并提高了紫花苜蓿砷濃度的根冠比，從而有效增強了紫花苜蓿對砷毒害的抗性。

4.3.3AM對植物重金屬抗性基因的調控作用

目前，AM對植物重金屬抗性基因的調控作用研究主要集中于AM對植物重金屬絡合蛋白基因表達的影響。Ouziad等[142]研究了重金屬Zn和Cd污染下，G.intraradices對番茄根部及葉片中LePCS1(編碼植物絡合素合成酶)、Lemt1、Lemt3和Lemt4(編碼金屬硫蛋白)及LeNramp2(編碼多種重金屬的運輸蛋白)等基因表達的影響，發現AM真菌減緩了由于重金屬脅迫造成的Lemt2和LeNramp1基因表達增高的趨勢。也有研究發現[143]Cu和Zn污染下AM真菌增強了新疆楊(Populusalba)葉片中編碼金屬硫蛋白的PaMT1、PaMT2、PaMT3基因和編碼多胺的PaSPDS1、PaSPDS2、PaADC等基因的表達。Rivera-Becerril等[144]發現G.intraradices在提高豌豆(PisumsativumL.)根部Cd濃度的同時，下調了其金屬絡合蛋白基因的表達，而增強了抗氧化蛋白(如熱激蛋白等)基因的表達。

4.3.4AM增強植物重金屬耐性蛋白質組學研究

蛋白質組學是近年來發展起來的一門新學科，其以蛋白質組為研究對象，從整體蛋白水平探究生命活動規律[145]。蛋白質組學往往可以測定特定條件下，特定植物組織或細胞內全部蛋白表達情況，相比較傳統單個或數個特殊功能蛋白研究，其能夠提供更全面的信息，為系統層次上闡述生命過程奠定基礎，因此更接近生命本質。重金屬污染脅迫下，植物往往啟動一系列的相關蛋白表達，以抵御重金屬毒害，了解這些蛋白的表達是否受AM真菌的調控，對于從蛋白水平上理解AM共生系統抗脅迫機理具有重要意義。目前，利用蛋白質組學技術研究重金屬脅迫下AM真菌對宿主植物體內相關蛋白表達調控作用的報道還比較有限。有研究報道，AM能夠在Cd、As等脅迫下調控植物脅迫反應蛋白的表達[146-147]。如Repetto等[146]發現Cd污染下G.mosseae增加了豌豆(Pisumsativum，VIR4788)根部膜聯蛋白碎片(Annexin fragment)和豌豆抗病反應蛋白(Pea disease resistance response protein Pi49)的表達量，降低了Cd誘導蛋白液泡ATP合酶B亞基(Vacuolar ATP synthase subunit B)、短鏈乙醇脫氫酶(Short-chain alcohol dehydrogenase)、巖藻糖苷酶前體(Profucosidase)等5種蛋白表達量。Aloui等[147]發現Cd脅迫下G.intraradices能夠誘導蒺藜苜蓿產生親環蛋白(Cyclophilin)、鳥苷酸結合蛋白(Guanine nucleotide-binding protein)等參與抗氧化過程的蛋白。也有研究發現[148]As脅迫下G.mosseae引起玉米葉片ATP合酶α亞基、ATP合酶β亞基、蛋白激酶(SNF1-related protein kinase 2.2)、MAP激酶等4種蛋白表達量上調，而病程相關蛋白(Pathogenesis-related protein 10)表達量下調。重金屬脅迫下，AM植物蛋白質組學能夠從蛋白水平上解釋AM植物抗重金屬生理過程，同時為進一步分子機理奠定基礎，因而具有重要意義，但目前研究還處于起步階段。相信隨著蛋白質組學技術的發展，這方面將會有突破式的進展。

AM對植物自身重金屬吸收及抗性生理和分子機制的調控作用，很大程度上是以植物抵御重金屬毒害機制為中心，研究AM在這一過程中所扮演的“角色”，一定程度上可以揭示菌根共生體適應重金屬機制。

4.4 AM真菌耐受重金屬分子機制

AM真菌在重金屬脅迫下會啟動一系列的生理生化過程以減緩重金屬毒害。由于AM真菌分子生物學研究存在技術瓶頸，故有關其重金屬抗性基因的研究報道不多。目前，已有報道的AM真菌重金屬抗性分子機制主要包括抗氧化機制、重金屬絡合機制以及重金屬“區隔化”機制。

4.4.1AM真菌抗氧化分子機制

重金屬進入生物體之后往往能夠通過催化Haber-weiss反應產生活性氧基團[149-150]，進而對生物體膜系統甚至遺傳物質產生毒害[151]。超氧化物歧化酶(SOD)是一種能催化超氧化物分解成過氧化氫和水的酶，對機體活性氧基團水平的調節有重要作用[152]。根據SOD所含金屬種類的不同可分為CuZnSODs、FeSODs、MnSODs、FeMnSODs和NiSODs 等[153]，其中CuZnSODs僅在真核生物中出現，多位于線粒體外層空間和胞漿中[154]。目前在AM真菌中已發現并得到初步功能驗證的有Gigasporamargarita(BEG 34)中的GmarCuZnSOD基因和G.intraradices中的GintSOD1基因(可以編碼CuZnSOD)。進一步研究發現重金屬脅迫下，二者轉錄水平在根內菌絲及叢枝和泡囊結構中最高[155-156]。在谷胱甘肽(GSH)存在情況下，谷胱甘肽轉移酶(GST)具有過氧化物酶活性，能夠催化過氧化氫或過氧化氫物分解[157]，從而減少活性氧基團的產生。近來已有發現G.intraradices菌絲中存在編碼GST的基因[158]。此外，在生物體抗氧化過程中扮演重要角色的吡哆醇生物合成蛋白(Pyridoxine biosynthesis protein，PDX，在維生素B6合成中起重要作用)和谷氨酸氧化還原酶(Glutaredoxins，GRX，同時具有氧化還原酶、過氧化物酶和谷胱甘肽-S-轉移酶特性)基因GintPDX1和GintGRX1均已從G.intraradices中分離出來[159-160]。

4.4.2AM真菌重金屬絡合機制

重金屬離子進入AM真菌細胞后，可被金屬硫蛋白(MT)和谷胱甘肽(GSH)等絡合，從而降低其毒性或進一步通過轉運蛋白運輸到液泡中。MT是富含半胱氨酸的多肽，可與重金屬絡合形成四面體金屬硫復合物(Tetrahedrally coordinated metalthiolateclusters)，也被認為能夠促進機體自由基的清除[161]。目前在AM真菌中已發現GintMT1(從G.intraradices中分離)[162]和GmarMT1(從G.margarita中分離)[163-164]兩種能編碼MTs的基因，而GmarMT1的表達受AM真菌營養狀況調控，其在真菌糖分缺乏時表達最高[163]。目前MTs功能機理研究還不深入，如MTs對重金屬的絡合是否具有特異性，重金屬與MTs絡合后如何遷移轉化等，尚需進一步研究。GSH或谷胱甘肽寡聚體(如植物絡合素)也被認為能夠與重金屬(如Cu、Cd等)絡合，形成的復合物通過ATP結合子(ATP-binding cassette，ABC)轉運蛋白(屬于多藥耐藥蛋白家族，Multidrug resistance protein，MRP)[165]運轉到液泡中，而相關基因GintABC1已從G.intraradices中分離出來[165]。此外，金屬型分子伴侶(Metallochaperones)可從結合有重金屬的內轉蛋白中接收重金屬并轉移到外轉蛋白或接收體蛋白上，以此起到“金屬閘門”的作用，而相關基因只在一些外生菌根真菌中發現，是否也存在于AM真菌中還有待研究[166]。

4.4.3AM真菌重金屬“區隔化”機制

為消減重金屬對機體正常生理過程的不利影響，生物體往往將重金屬富集在一些儲藏器 (如液泡)中，從而降低關鍵生理功能部位活性重金屬濃度，緩解重金屬毒害，即所謂的“區隔化”作用。在“區隔化”過程中一些重金屬轉運蛋白往往發揮著重要作用，這其中包括陽離子擴散蛋白(Cation diffusion facilitator，CDF)、ABC型轉運蛋白(ATP-binding cassette)、Nramps蛋白以及Zn、Fe轉運蛋白(Zrt-, Irt-like protein，ZIP)等[135]。這些蛋白的主要功能是作為重金屬在細胞漿和細胞器之間的運輸通道[135,167-168]。目前，從AM真菌G.intraradices中已發現有GintZnT1(屬CDF蛋白組)[128]、GintABC1[編碼ABC型轉運蛋白，屬多藥耐藥Mmultidrug resistance protein(MRP)蛋白家族][165]以及類ZIP基因[169]。

目前AM真菌耐重金屬分子機制研究多采用模式菌種(如G.intraradices)，而土著耐性AM菌種往往較模式菌種具有更強的耐重金屬特性，關于耐性菌株的耐性機制還鮮有報道，而該方面的研究無論對于全面闡釋AM真菌耐重金屬機理，還是對于菌根修復技術的應用都具有重要意義。另外一個需要關注的問題是重金屬耐性菌株的遺傳穩定性。由于AM真菌是多核細胞，單個細胞具有較高的遺傳變異性，對于具有較高重金屬耐性的親代菌株，其后代的重金屬耐性還是個疑問。培養條件，尤其是重金屬脅迫程度可能會影響后代菌株的重金屬耐性[22]，而目前的相關研究多止于一個植物生長期的室內模擬培養，缺乏自然情況下的長期定位試驗，因而對AM真菌自身重金屬耐性遺傳穩定性及其在植物適應重金屬脅迫中的長期效應認識不夠。要在分子機制層面闡明重金屬耐性基因如何在親代和后代菌株之間傳遞，又受到哪些因素的影響，還需要菌根學家和遺傳學家的密切合作。

5 AM在農業生產及重金屬污染土壤生物修復中的潛在應用

5.1 AM在安全農業生產中的潛在應用

由于農藥、化肥等廣泛使用造成大面積農田輕度重金屬污染，而AM往往能夠促進植物吸收礦質養分，同時抑制重金屬自植物根系向地上部的轉運[24,36]，從而降低植物地上部重金屬濃度。這對于保障農產品(籽粒)安全，降低重金屬污染導致的健康風險具有重要應用價值。Zhang等[27]研究發現接種AM真菌能顯著降低大米籽粒中無機砷的含量；李景龍等[170]也發現AM真菌與外源添加Fe對水稻地上部砷積累具有顯著的抑制作用。在實際應用中，可以選取適當的AM真菌對作物接種以達到維系農業生產的同時保障農產品品質的目的[171]；而另一方面，對于污染較重的農業用地，也可根據實際情況，選擇適宜的AM真菌與宿主植物組合，促進土壤凈化過程，或栽培不進入食物鏈的經濟作物，進而應用菌根真菌強化重金屬的植物固定作用，最大限度降低重金屬污染的環境和健康風險。

5.2 AM在礦區污染土壤生物修復中的潛在應用

AM在重金屬污染土壤中具有廣泛的適應性[6,10,12-14,172]，其往往能夠改善植物礦質營養，促進植物生長。另一方面，在不同條件下AM可能降低[24,36-38]或提高[21,39-42]植物地上部重金屬濃度，改變根際土壤重金屬形態[24,107-111]，因而無論在植物提取，還是植物穩定方面，菌根都有可能發揮其積極作用。在植物提取方面，AM可以提高一些超富集植物地上部重金屬濃度，同時增加其生物量[31,173]，極大增強植物對重金屬的提取能力。即使某些情況下AM降低了植物地上部重金屬濃度，但因其往往能夠顯著增加植物生物量，因而增加了植物地上部重金屬吸收總量[23-24,174]，從而促進植物提取重金屬。在植物穩定方面，AM能夠增加植物根系重金屬吸收量，而減少了地上部重金屬吸收量[23,51]，甚至在添加化學螯合劑EDTA情況下，AM也能夠在不改變植物地上部Zn吸收量的同時增加地下部Zn吸收量[18]。AM往往也能夠降低根際土壤重金屬可遷移性[110]。顯然，無論是污染土壤生物修復還是礦區植被恢復，首要的條件是植物能夠在污染土壤中生長，菌根最重要的價值即在于其能夠幫助植物適應污染環境而存活下來。

此外，值得一提的是，礦區污染土壤往往養分含量極低，如果能夠選取一些固氮植物(如豆科植物)與其他植物間作，同時引入AM真菌，這樣可以完全通過生物學途徑解決植物對N和P的需求，從而經濟有效地提高植物修復成功幾率。已有研究表明，重金屬污染下AM真菌(或聯合其他土壤動物或微生物)能夠促進豆科植物固氮，并提高其重金屬抗性[17,175-176]。鉛鋅尾礦污染下，AM真菌能夠顯著增強銀合歡(L.leucocephala)固氮能力，而AM真菌與蚯蚓(Pheretimaguillelmi)共同作用下能夠減少植物Pb和Cu吸收量，同時降低土壤中Pb和Cu的可移動性[175]。聯合接種G.mosseae與耐性細菌(Brevibacillussp.)能夠顯著增加豆科植物白三葉草的根瘤數[176]。

另一種礦區廢棄地生態恢復途徑是栽種能源植物，這樣可在土地復墾的同時，產生額外的經濟效益[177]。目前國內外關于利用能源作物修復重金屬污染土壤的研究已有一些報道[178-182]，而AM真菌在能源作物適應重金屬脅迫中同樣起著重要作用[38,183]，因而對于利用能源作物修復重金屬污染土壤具有重要意義。當然，由于AM對植物吸收累積重金屬的調控作用受到土壤重金屬種類及濃度、AM真菌種類及耐重金屬特性、宿主植物及土壤理化性質等多種因素的影響，在具體應用中應根據實際情況及修復目標選擇最佳的AM真菌與植物組合，從而最大限度發揮菌根共生體系的積極作用。

目前，菌根修復技術的研究和推廣尚處于起步階段，以室內模擬研究居多，而田間試驗少有報道。近年來一些田間試驗表明，在生態脆弱的礦區AM能夠顯著促進植物生長，改善土壤營養狀況及微生物多樣性，利于土壤及植被生態恢復[184-186]。也有發現，在煤礦區土壤中，AM真菌能夠與豆科植物形成良好共生，這對于利用AM真菌及豆科植物修復煤礦廢棄地具有重要意義[187]。雖然菌根修復離大面積推廣應用還有較遠的路，相關機理及應用層面還有眾多問題亟待解決，但作為極具潛力的生態修復技術其在未來必有長足的發展。

5.3 重金屬污染土壤的AM菌根修復技術原理

重金屬污染土壤往往存在著諸多問題共同制約著植物生長。這些問題包括：①重金屬復合污染嚴重，如許多礦區是多種重金屬或重金屬與有機污染物復合污染，而且污染程度高，對植物毒性大；②許多污染地帶往往位于山區，土壤貧瘠，有機質含量低，而且養分不平衡，澆灌不方便，容易受干旱影響；③污染區土壤原有微生物區系結構受到擾動，有益微生物喪失，不利于構建適合植物生長的微生物群落等。因而，在應用菌根技術進行生態恢復時要綜合考慮土壤污染現狀及區域自然經濟狀況，選取合適的AM真菌與植物組合，同時可結合一些化學或生物措施強化修復效果。重金屬污染土壤菌根修復技術原理總結見圖2。

圖2 重金屬污染土壤AM菌根修復技術原理示意圖Fig.2 AMF-assisted bioremediation of heavy metal conta-minated soils

應用菌根技術修復重金屬污染環境首先要選取能夠適應礦區土壤環境，對礦區主要污染元素具有較強修復功能的植物；其次，所選AM真菌要能夠與所選植物形成良好共生關系且具有較強重金屬耐性。相比商業菌劑，利用土著耐性AM真菌，或同時聯合其他耐性土壤微生物強化植物修復的方法將具有特殊優勢[58,72]。此外，如何利用群落生態學和生態系統生態學原理，合理選取不同植物和不同AM真菌菌群在修復污染土壤的同時最大程度恢復生態系統結構和功能，也是一個值得考慮的問題。

當然，任何一種修復技術都有自身的特點和最適應用范圍。菌根修復受到植物及AM真菌自身生物學特性的限制，并不一定適用于所有礦區土壤的生物修復。例如，對于某些高磷土壤，AM的形成將會受到極大限制，進而影響其發揮作用[30]。另外，過高濃度重金屬污染土壤將不適宜植物及AM真菌生存。因而，菌根修復技術有其自身的適用條件及范圍：菌根修復往往適用于貧瘠土壤，而且在高污染尾礦區的修復中適宜作為物理化學修復技術的輔助技術措施。只有客觀地認識到這一點，才能真正發揮菌根修復技術的優勢。

6 結語與展望

作為與陸生植物關系最緊密的土壤微生物之一，AM真菌能夠通過各種途徑幫助宿主植物抵御逆境脅迫，并在退化生態系統生態恢復方面起著重要作用[188-189]。AM真菌深刻參與植物吸收、累積及耐受重金屬的各個過程，因而在重金屬污染土壤生物修復中也具有重要的潛在應用價值。然而，目前AM增強植物重金屬耐性機制還需要更為深入系統的研究，AM在礦區污染土壤生態恢復中的應用還少有工程實踐。因此，無論是在理論層面系統闡釋AM植物適應重金屬污染的機理，還是在應用層面實現菌根修復技術的大規模應用，都還有很長的路要走。當前需要重點關注以下幾個問題。

6.1 AM植物重金屬耐性關鍵影響因素研究

很多試驗研究都發現，AM改善植物磷營養與增強植物重金屬耐性密切相關。眾所周知，AM真菌與宿主植物之間最基本的共生關系是一種碳-磷交換：植物為真菌提供碳水化合物，而真菌幫助植物攝取以磷為主的礦質養分。由此，我們提出一個值得思考的問題：植物與AM真菌之間的碳-磷交換效率是否是影響AM植物適應重金屬污染脅迫的關鍵因素？進一步思考，在菌根共生體系中，植物和菌根真菌并非完全對等關系，植物作為宿主(Host)往往更具有主動性：接受或排斥AM真菌的侵染。這種情況下，AM真菌對植物磷營養的貢獻可能對共生體系的互惠互利關系起到基礎決定作用。據此，我們推測菌根共生體系磷營養效率(包括吸收、轉運和傳輸效率)對其重金屬耐受性可能具有決定性影響，因而有可能將AM真菌磷營養效率作為修復污染土壤高效菌株的篩選指標。磷營養高效菌株的表征指標體系則包括生物學(形態)、生理及功能基因(遺傳)指征，具體哪些指標可作為主要考量參數，尚需進一步系統研究。當然，以上理論假設還需要系統的試驗驗證。同時，AM真菌自身對重金屬的耐性也是不能忽視的因素。從重金屬污染地帶分離得到的耐性菌株是否具有遺傳穩定性，還僅是一種表型可塑性，也是值得探究的問題。不管怎樣，揭示AM植物適應重金屬污染脅迫關鍵影響因素將會實質性推動菌根共生體系抗逆生理機制研究的進展和菌根應用技術的發展。

6.2 AM增強植物重金屬耐性直接作用機理研究

限于研究條件，目前有關AM真菌對植物吸收累積重金屬的直接作用機理普遍缺乏深度。以下幾個方面可能是未來的研究熱點。

(1)重金屬在AM組織乃至細胞水平微區分布特征及賦存形態研究

這方面的研究對于闡明重金屬在菌根共生界面的遷移轉化具有重要意義，同時可為深入研究AM對重金屬的解毒機制奠定基礎。隨著近年來同步輻射技術、熒光探針技術及能量散射X射線能譜法(EDXS)等技術的發展，原位無損測定AM組織及細胞結構中重金屬的分布及形態已成為可能。

(2)AM真菌重金屬耐性分子機制研究

這方面的研究主要包括兩部分：一是AM真菌自身耐受重金屬分子機制；二是重金屬在AM真菌與宿主植物根系細胞之間轉運的分子機制。該方面研究還處于起步階段，目前已有相關的重金屬轉運、絡合蛋白等基因從AM真菌中分離[156]。然而已有研究多關注模式種的耐性機理研究，缺乏對土著菌株耐性分子機理研究，同時在AM真菌重金屬耐性分子遺傳穩定性方面研究還鮮有報道。相信隨著分子生物學技術的不斷發展，AM真菌基因組研究工作的日臻完善，AM真菌耐重金屬分子機制將逐步得以揭示。

(3)AM對植物重金屬吸收及抗性分子和生理過程調控作用研究

已有研究者[140,143,146-147]觀察到AM誘發植物對重金屬脅迫的生理和分子響應往往與AM改變植物體內重金屬濃度、改善植物礦質營養狀況存在密切聯系，故很難區分AM對植物抗逆機制的直接和間接調控作用。如何厘清AM對植物吸收累積重金屬的影響、對植物礦質營養的改善，以及增強植物專性抗逆機制之間的關系，如何驗證AM對植物自身重金屬響應系統的調控作用，最終實現系統闡釋AM植物適應重金屬脅迫的分子機制，將成為未來研究的重要突破口。

6.3 重金屬污染土壤菌根修復技術應用研究

目前菌根修復技術研究多限于室內模擬條件下單一重金屬污染情況，難以應對自然環境中復雜的土壤、生物、氣候及多種逆境脅迫并存的環境，而且現有研究多以模式植物和菌種為試驗材料，而更具環境友好性的土著耐性菌種研究較少。因而，未來的研究需要加強田間試驗研究，重視對土著菌種的分離和應用。同時，也要充分認識到菌根修復技術的適用條件及范圍，將菌根修復技術與物理化學修復技術有機結合，最大限度發揮菌根的積極作用，在治理污染的同時恢復污染地帶生態系統結構和功能。相信，隨著相關機理及應用研究的不斷進展，菌根修復技術將會有更廣闊的的發展前景。