叢枝菌根影響土壤-植物系統(tǒng)中重金屬遷移轉(zhuǎn)化和累積過(guò)程的機(jī)制及其生態(tài)應(yīng)用

陳保冬， 張莘， 伍松林， 李林鳳

(1.中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100085；2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)， 北京 100049；3.中國(guó)地質(zhì)大學(xué)(北京)， 北京 100083)

重金屬原義是指比重大于5的金屬，而在環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域中則特指能夠?qū)ι矬w產(chǎn)生毒害作用的金屬或類(lèi)金屬元素，如Pb、Zn、Cd、Cr、As和Hg等。重金屬在工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及人們?nèi)粘Ｉ钪杏兄浅V泛的應(yīng)用，但由于重金屬相關(guān)工業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)中廢棄物的不合理排放，以及含重金屬農(nóng)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(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生嚴(yán)重破壞，也可能通過(guò)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(xué)修復(fù)和生物修復(fù)。工程措施主要指客土、翻土等，物理化學(xué)修復(fù)方法則主要包括電動(dòng)力修復(fù)法、熱處理分離法、固化/穩(wěn)定化，以及土壤淋洗等技術(shù)，而生物修復(fù)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(xué)修復(fù)技術(shù)相比，生物修復(fù)具有成本低、環(huán)境友好、二次污染小等優(yōu)點(diǎn)，因而受到越來(lái)越多的關(guān)注。植物修復(fù)是生物修復(fù)中最具前景的一種修復(fù)方法。針對(duì)不同的污染情形，植物修復(fù)具體分為植物萃取、植物固定、植物過(guò)濾和植物揮發(fā)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(lián)系，有些土壤微生物甚至?xí)羁逃绊懼参锏纳泶x和環(huán)境適應(yīng)性。有研究者提出，植物-微生物聯(lián)合修復(fù)往往會(huì)比單一的植物修復(fù)或微生物修復(fù)有更好的應(yīng)用效果[2-3]。在諸多土壤微生物類(lèi)群之中，叢枝菌根真菌(Arbuscularmycorrhizalfungi，AMF)是一類(lèi)廣泛存在的專(zhuān)性共生土壤真菌，能夠與陸地上大多數(shù)高等植物形成共生關(guān)系[4]。AMF從宿主植物獲取碳水化合物以維持自身生長(zhǎng)，同時(shí)能夠幫助宿主植物從土壤中吸收礦質(zhì)養(yǎng)分和水分。很多研究表明，AM共生體系對(duì)植物適應(yīng)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(diào)查研究也發(fā)現(xiàn)，重金屬污染區(qū)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(zhǎng)[8]，也有助于礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)重建[9]，而且這些耐性AMF多趨向于與優(yōu)勢(shì)植物種群形成共生關(guān)系[10]。在重金屬污染情況下，AMF能夠通過(guò)多種途徑減輕重金屬對(duì)植物的毒害，增強(qiáng)植物重金屬耐性[11]，因而AMF無(wú)論對(duì)于重金屬污染土壤生物修復(fù)還是生態(tài)重建都具有潛在應(yīng)用價(jià)值。本文圍繞AM影響植物吸收累積重金屬機(jī)制，重點(diǎn)介紹相關(guān)研究前沿，并對(duì)未來(lái)研究方向及菌根應(yīng)用技術(shù)的研發(fā)及推廣進(jìn)行展望。

1 重金屬污染下AM對(duì)植物生長(zhǎng)和吸收累積重金屬的影響

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

1.1 重金屬污染對(duì)AM形成的影響

重金屬會(huì)同時(shí)影響植物及AMF的生理或遺傳特性，進(jìn)而影響菌根共生體系的建成和發(fā)育。很多調(diào)查研究表明[6-7,12]，重金屬污染會(huì)影響土壤AMF多樣性，如Zarei等[6]發(fā)現(xiàn)，隨著土壤Pb和Zn污染濃度的升高，AMF多樣性降低。野外調(diào)查發(fā)現(xiàn)[7,10,12-14]，在重金屬污染地帶生長(zhǎng)的植物能夠自然形成菌根共生體，如Chen等[10]發(fā)現(xiàn)，銅尾礦區(qū)(高度Pb、Zn、As、Cd和Cu污染)優(yōu)勢(shì)植物狗牙根(CynodondactylonLinn.)具有較高菌根侵染率。Whitfield等[7]也發(fā)現(xiàn)，重金屬污染區(qū)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(nèi)泡囊顯著增多，說(shuō)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(guān)系。一些室內(nèi)模擬試驗(yàn)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(lèi)、濃度及化學(xué)形態(tài)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(zhǎng)，促進(jìn)菌根共生體發(fā)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(tài)對(duì)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(wú)顯著相關(guān)，而NH4NO3提取態(tài)Cd和Zn與AM侵染率呈顯著負(fù)相關(guān)。

1.2 重金屬污染下AM對(duì)植物生長(zhǎng)的影響

重金屬污染情況下，AM通常能夠促進(jìn)植物生長(zhǎng)。如Chen等[23]發(fā)現(xiàn)Cu尾礦中，接種Glomusmosseae促進(jìn)了金雞菊(Coreopsisdrummondii)、蜈蚣草(Pterisvittata)和白三葉草(Trifoliumrepens)的生長(zhǎng)。Dong等[24]發(fā)現(xiàn)嚴(yán)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(fā)現(xiàn)，AM真菌能夠顯著促進(jìn)在砷污染土壤中生長(zhǎng)的蒺藜苜蓿(MedicagotruncatulaL.)[25]、紫花苜蓿(MedicagosativaL.)[26]和水稻(OryzasativaL.)[27]生長(zhǎng)。Wu等[28-29]研究發(fā)現(xiàn)AM真菌能夠顯著促進(jìn)鉻污染土壤中蒲公英(TaraxacumplatypecidumDiels)、狗牙根及蒺藜苜蓿的生長(zhǎng)。很多研究發(fā)現(xiàn)AM的促生效應(yīng)與改善植物礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)(尤其是磷營(yíng)養(yǎng))密切相關(guān)[23-24,30-31]。AM能夠活化土壤中的磷，促進(jìn)植物根系對(duì)磷的吸收[32-33]。AM根外菌絲也能夠直接吸收P[34]并傳輸?shù)街参矬w內(nèi)，而這種作用對(duì)于一些特殊的無(wú)根毛植物尤為突出，如Chen等[30,35]發(fā)現(xiàn)U污染下，AM能夠顯著促進(jìn)無(wú)根毛突變體大麥(Hordeumvulgare)吸收P從而促進(jìn)其生長(zhǎng)，而對(duì)野生型大麥P營(yíng)養(yǎng)及生長(zhǎng)無(wú)顯著作用。當(dāng)然，AM也可能通過(guò)增強(qiáng)植物根系對(duì)重金屬的屏障作用，降低植物重金屬毒害，從而促進(jìn)植物生長(zhǎng)[24,30]。同時(shí)，AM的促生效應(yīng)也受到植物種類(lèi)、土壤性質(zhì)等因素影響。

1.3 AM對(duì)植物吸收累積重金屬的影響

在多數(shù)研究報(bào)道中，AM能夠降低植物地上部重金屬濃度，減輕重金屬對(duì)植物的生理毒害。如Chen等[16,23-24,36]發(fā)現(xiàn)在重金屬污染下，AM能夠降低植物體內(nèi)(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(xiàn)出來(lái)[37]。在田間試驗(yàn)中，對(duì)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(shí)降低了地上部Cu和Cd濃度[38]。Wu等[29]研究發(fā)現(xiàn)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(duì)于砷污染土壤中生長(zhǎng)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(jìn)了植物生長(zhǎng)，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(rèn)為是一種“生長(zhǎng)稀釋”效應(yīng)[16,23-24,36]。不過(guò)，在一些試驗(yàn)中也出現(xiàn)AM提高植物地上部重金屬濃度的情況[21,39-42]。如Yu等[39]發(fā)現(xiàn)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(fā)現(xiàn)不同土壤施Cd水平(0、5、20和50mg/kg)下，AM均提高了萬(wàn)壽菊(TageteserectaL.)地上部Cd濃度，促進(jìn)了Cd自根系向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。

盡管AM對(duì)植物體內(nèi)重金屬濃度影響不同，但由于AM通常會(huì)促進(jìn)植物生長(zhǎng)，所以AM往往會(huì)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(nèi)As濃度，但卻增加了As吸收總量[23-24,36]。當(dāng)然，也有一些試驗(yàn)表明，AM同時(shí)增加了植物地上部及根系Cd濃度和吸收量[39-40]，或者AM對(duì)植物重金屬濃度及吸收量都沒(méi)有顯著影響[18]。這些不同的研究結(jié)果很可能與不同的試驗(yàn)環(huán)境條件以及植物自身生物學(xué)特性等有關(guān)。

此外，AM對(duì)植物體內(nèi)重金屬分配也有重要影響。多數(shù)情況下，AM能夠抑制重金屬自根系向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，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(lèi)及污染程度、植物和AM真菌種類(lèi)及土壤理化性質(zhì)等多種因素影響，在具體基礎(chǔ)及應(yīng)用研究中應(yīng)綜合考慮各種因素，以全面認(rèn)識(shí)AM在植物適應(yīng)重金屬污染脅迫中的作用，并為應(yīng)用AM修復(fù)重金屬污染土壤奠定基礎(chǔ)。

2.1 元素種類(lèi)和污染程度

有些金屬元素是植物生長(zhǎng)發(fā)育所必需的，即微量營(yíng)養(yǎng)元素，如Zn和Cu等，但大多數(shù)重金屬則是植物生長(zhǎng)發(fā)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(duì)于營(yíng)養(yǎng)元素和非必需元素的吸收機(jī)制往往是不同的。植物通過(guò)長(zhǎng)期的進(jìn)化，已演化出專(zhuān)門(mén)的通道吸收微量元素[44-45]，例如Zn通過(guò)被動(dòng)運(yùn)輸進(jìn)入大麥體內(nèi)[44]，通過(guò)細(xì)胞膜上P1B-type ATPases作用進(jìn)入Zn超富集植物天藍(lán)遏藍(lán)菜(Thlaspicaerulescens)[46]。植物吸收非必需元素往往依賴(lài)已有的營(yíng)養(yǎng)元素吸收通道，如通過(guò)磷酸根轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白吸收砷酸根離子[47]，通過(guò)硫酸根轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白吸收鉻酸根離子[48]，通過(guò)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(yíng)養(yǎng)元素以維持生長(zhǎng)，故低濃度微量營(yíng)養(yǎng)元素情況下，隨著土壤中元素濃度的增加，植物生長(zhǎng)增加，而過(guò)高濃度則會(huì)造成植物中毒，而非必需元素往往在低劑量下就對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用。

對(duì)于微量營(yíng)養(yǎng)元素Zn和Cu而言，當(dāng)其在土壤中的濃度較低時(shí)AM能夠促進(jìn)植物對(duì)這些元素的吸收[50]，而在達(dá)到污染濃度時(shí)往往能夠降低其地上部濃度，對(duì)植物起到“保護(hù)”作用。例如Chen等研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤添加Zn濃度在50mg/kg 以下時(shí)，接種G.mosseae提高了紅三葉草地上部Zn濃度，并促進(jìn)了Zn向地上部的轉(zhuǎn)移，而在 50mg/kg以上時(shí)，G.mosseae則降低了植物地上部Zn濃度，抑制了Zn向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)。無(wú)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(duì)于Cu來(lái)說(shuō)也有類(lèi)似的規(guī)律，如有研究發(fā)現(xiàn)，Cu添加量低于1mmol/L(64mg/kg)時(shí)，Glomusgeosporum對(duì)海紫菀(AstertripoliumL.)地上部和根系Cu濃度無(wú)影響，而在Cu添加量高于1mmol/L時(shí)降低了地上部Cu濃度[51]。也有試驗(yàn)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(shí)，接種Acaulosporamellea增加了玉米(ZeamaysL.)地上部Cu濃度，而在100mg/kg以上時(shí)則降低了地上部Cu濃度[52]。Cu添加濃度低于2mmol/L時(shí)，AM對(duì)辣椒(CapsicumannuumL.)體內(nèi)Cu濃度無(wú)影響，而在高于2mmol/L時(shí)，則同時(shí)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(yùn)輸，減輕重金屬對(duì)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A(chǔ)s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(fā)現(xiàn)，在10～500mg/kg Pb污染下，AM能夠降低玉米葉片Pb濃度[59]。不過(guò)，對(duì)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(jìn)重金屬自根系向地上部的運(yùn)輸。如有發(fā)現(xiàn)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(shù)試驗(yàn)報(bào)道，重金屬污染下AM對(duì)植物體內(nèi)重金屬(如Pb)濃度無(wú)顯著影響[62]。

與必需元素相似，AM對(duì)植物吸收累積非必需元素的影響可能也存在一個(gè)濃度閾值。土壤中重金屬濃度低于該閾值時(shí)，AM對(duì)植物體內(nèi)重金屬濃度影響較小，而高于閾值時(shí)則降低植物地上部重金屬濃度。如Liu等[40,63]發(fā)現(xiàn)在土壤不施Cd時(shí)，接種處理萬(wàn)壽菊(TageteserectaL.)地上部Cd濃度與未接種處理無(wú)顯著差異[40]，甚或增加了地上部Cd濃度[63]；當(dāng)土壤施Cd 濃度在20mg/kg以上時(shí)，接種處理植物地上部Cd濃度顯著高于不接種處理，而當(dāng)土壤施Cd 濃度達(dá)到50mg/kg時(shí)，接種又降低了植物地上部Cd濃度。也有發(fā)現(xiàn)，AM在土壤施Cd濃度小于50mg/kg時(shí)對(duì)寶山堇菜(Violabaoshanensis)體內(nèi)Cd濃度無(wú)影響，而在土壤施Cd濃度高于100mg/kg時(shí)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(fā)現(xiàn)，土壤施加Pb濃度低于500mg/kg時(shí)，AM對(duì)寶山堇菜體內(nèi)Pb濃度無(wú)影響，而在Pb濃度高于1000mg/kg時(shí)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(shí)，AM對(duì)植物吸收重金屬的影響是否依然符合以上規(guī)律呢？有研究發(fā)現(xiàn)0～500mg/kg Pb污染下，AM降低了玉米葉片Pb濃度，但同時(shí)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(qiáng)植物吸收微量元素的同時(shí)減少植物吸收非必需元素，從而增強(qiáng)植物重金屬抗性。然而，當(dāng)營(yíng)養(yǎng)元素濃度逐漸升高而成為脅迫因素時(shí)，AM對(duì)植物營(yíng)養(yǎng)元素與非必需元素的吸收則均會(huì)表現(xiàn)為抑制吸收效應(yīng)。如Garg等[65]試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，無(wú)論在Zn和Cd復(fù)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(nèi)Zn和Cd濃度。當(dāng)然，也有研究發(fā)現(xiàn)，Zn和Cd單元素污染與復(fù)合污染情況下，AM對(duì)玉米體內(nèi)Zn和Cd濃度影響并不相同[66]。這種區(qū)別可能源于植物特性、AM真菌及土壤理化性質(zhì)等因素的變化。此外，Chen等[67]發(fā)現(xiàn)在As和放射性元素U復(fù)合污染情況下，AM顯著增加了蜈蚣草體內(nèi)U濃度，而對(duì)植株As濃度沒(méi)有影響，而這與單一As污染情況時(shí)AM對(duì)蜈蚣草體內(nèi)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(fā)現(xiàn)AM降低了重金屬超富集植物遏藍(lán)菜(T.praecox)根系Cd和Zn濃度，而對(duì)Pb濃度的影響存在臨界值。總體來(lái)說(shuō)，多元素復(fù)合污染下AM對(duì)植物重金屬吸收作用的影響研究較少，難以得出一致的結(jié)論，但相比較單元素污染，這方面研究往往更接近實(shí)際情況，對(duì)于菌根修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用具有重要意義，所以今后應(yīng)得到加強(qiáng)。

綜上，無(wú)論對(duì)于微量營(yíng)養(yǎng)元素還是非必需元素，無(wú)論單元素污染還是多元素復(fù)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(lèi)和污染程度的影響。一般來(lái)說(shuō)，低濃度重金屬污染下，AM增加植物體內(nèi)(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(nèi)(尤其是地上部)重金屬濃度。這一觀點(diǎn)也得到了Audet等[70]的驗(yàn)證。Audet等[70]對(duì)20篇AM影響植物吸收累積重金屬的研究文獻(xiàn)進(jìn)行了Meta分析，將AM植物與非AM植物體內(nèi)重金屬濃度或吸收量的相對(duì)差值定義為AM效應(yīng)值(AM feedback)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)無(wú)論對(duì)于植物重金屬濃度還是吸收量來(lái)說(shuō)，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(guān)關(guān)系，表明AM“強(qiáng)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(fù)相關(guān)關(guān)系，表明AM“阻滯”了植物吸收累積重金屬。可見(jiàn)，土壤重金屬濃度對(duì)AM植物吸收重金屬的影響存在臨界值。當(dāng)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(jìn)行，而且沒(méi)有考慮微量營(yíng)養(yǎng)元素與非必需元素的區(qū)別，因而具體到某些特殊的植物、真菌及重金屬種類(lèi)結(jié)果也會(huì)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(nèi)具有耐受性，而且在這一范圍內(nèi)隨著重金屬濃度的增加，植物對(duì)AM真菌的依賴(lài)性往往有增加的趨勢(shì)[70]，然而超過(guò)這一范圍，即在過(guò)高土壤重金屬濃度下，植物和AM真菌可能均無(wú)法生存，AM作用也將不復(fù)存在。

2.2 植物種類(lèi)

不同的植物對(duì)重金屬耐受性及吸收累積特性不同，對(duì)菌根依賴(lài)程度不同，因而可以推斷，AM對(duì)植物吸收累積重金屬的影響會(huì)因宿主植物種類(lèi)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(duì)黑麥草和白三葉草無(wú)影響[21]。AM甚至對(duì)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(fā)現(xiàn)G.intraradices降低了轉(zhuǎn)入金屬硫蛋白基因的煙草(NicotianatabacumL.)地上部及根系Cd濃度，而對(duì)野生型煙草重金屬吸收無(wú)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(duì)耐砷蜈蚣草地下部As濃度無(wú)影響[60]。放射性核素U污染下，AM對(duì)不同生態(tài)型植物吸收重金屬影響也不同，如Chen等[35]發(fā)現(xiàn)，G.intraradices能夠降低無(wú)根毛突變體大麥地上部U濃度，同時(shí)增加其根系U濃度，增強(qiáng)根部固持作用，而對(duì)野生型大麥吸收累積U無(wú)影響。此外，AM對(duì)植物重金屬吸收的影響也會(huì)因植物生長(zhǎng)期不同而不同。如50mg/kg Cd污染下，在植物與AM真菌共生生長(zhǎng)11周后，AM增加了白三葉草地上部Cd濃度，而在生長(zhǎng)20周后這種作用消失[72]。由此可見(jiàn)，AM對(duì)植物吸收重金屬的影響會(huì)有一個(gè)時(shí)間效應(yīng)，這可能與植物及真菌在不同生長(zhǎng)期的資源分配有關(guān)，具體機(jī)制還需要進(jìn)一步研究。

2.3 AM真菌種類(lèi)

AM真菌沒(méi)有嚴(yán)格宿主專(zhuān)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(tài)功能。事實(shí)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(duì)同一植物適合程度可能不同，共生體系生理效能自然也會(huì)有所差異，其對(duì)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(duì)地上部As濃度沒(méi)有影響[73]。類(lèi)似地，也有研究發(fā)現(xiàn)不同AM菌種對(duì)植物吸收累積Cd影響不同[74-75]，如Cd污染下，G.intraradices對(duì)紫羊茅Cd吸收的抑制效應(yīng)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(gè)重要因素。研究發(fā)現(xiàn)，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(nóng)田地的G.geosporum對(duì)煙草葉片Cd濃度沒(méi)有影響[58]。即使對(duì)于同一AM真菌菌種，其對(duì)植物吸收重金屬的影響也會(huì)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(duì)蜈蚣草地上部和根系A(chǔ)s濃度無(wú)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(duì)照G.mosseae菌株則對(duì)植株地上部Cd濃度無(wú)影響[72]。不過(guò)，也有試驗(yàn)表明不同耐性菌株對(duì)其宿主植物吸收重金屬的影響沒(méi)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(huì)有所不同。Weissenhorn等[78]發(fā)現(xiàn)，從Zn污染土壤中分離的菌種G.mosseae較對(duì)照菌種來(lái)說(shuō)只具有更高的耐Zn作用，而不具有更強(qiáng)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(duì)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(duì)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(duì)大麥吸收累積Cd影響各不相同[79]。此外，因?yàn)椴煌珹M真菌特性不同，同時(shí)也存在侵染競(jìng)爭(zhēng)，多種AMF混合接種與單一AMF對(duì)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(gè)菌種混合接種對(duì)黑麥草吸收累積Cd的影響的研究，發(fā)現(xiàn)混合接種和單一接種均增加了植物體內(nèi)Cd濃度，二者作用是一致的。當(dāng)然，考慮到自然環(huán)境中往往是多種AM真菌與植物共生，因此未來(lái)研究需要借助分子生物學(xué)方法分析混合菌中不同AMF侵染競(jìng)爭(zhēng)動(dòng)態(tài)，以期在更接近自然的狀況下探究AM真菌在植物適應(yīng)重金屬脅迫中的作用及機(jī)制。

2.4 土壤理化性質(zhì)

土壤理化性質(zhì)(如土壤pH、肥力等)對(duì)植物及AMF的生長(zhǎng)發(fā)育有著重要影響，同時(shí)也能夠影響重金屬生物有效性，進(jìn)而影響植物吸收重金屬。不同AM菌種的pH適應(yīng)范圍不一樣，如球囊霉屬(Glomus)多出現(xiàn)在pH=5～9，而無(wú)梗囊霉屬(Acaulospora)、巨孢囊霉屬(Gigaspora)、盾巨孢囊霉屬(Scutellospora)則主要出現(xiàn)在pH<7的土壤中[80]。不同pH下，AM真菌對(duì)植物侵染也不同。如低pH水平下(4.3～5.1)，Gigasporamargarita對(duì)紫云英(Astragalussinicus)侵染高，而在較高pH水平下(5.8～6.8)Glomusmosseae對(duì)紫云英有較強(qiáng)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(huì)發(fā)生變化[82]。土壤有效P對(duì)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(zhì)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(duì)大豆(GlycinemaxL.)有侵染，而在pH 5.7下無(wú)侵染[84]?？梢?jiàn)，土壤理化性質(zhì)在AM形成及功能中起著重要的作用，其對(duì)AM植物適應(yīng)重金屬脅迫也必然產(chǎn)生一定影響。許多研究發(fā)現(xiàn)[30,64,75]，土壤肥力狀況(尤其是速效P濃度)對(duì)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(qū)中(DTPA提取態(tài)Cd濃度為23mg/kg，Pb濃度為387mg/kg)，AM在不施加P時(shí)能夠抑制寶山堇菜吸收Pb，而在施加250mg/kgP時(shí)則對(duì)植物吸收Pb無(wú)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(jìn)了無(wú)根毛突變體大麥吸收P同時(shí)提高了根系U濃度，而在施加50mg/kg P的情況下菌根沒(méi)有改善植物P營(yíng)養(yǎng)，其對(duì)根部U濃度也無(wú)影響[30]。

土壤理化性質(zhì)對(duì)AM植物吸收累積重金屬的影響機(jī)制可能有兩個(gè)方面。一方面，土壤理化性質(zhì)(主要是pH或速效磷等)通過(guò)影響AM共生體系的形成和發(fā)育，進(jìn)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(zhì)也可能直接影響土壤重金屬形態(tài)和有效性，進(jìn)而對(duì)共生系統(tǒng)吸收重金屬產(chǎn)生影響。如土壤pH的升高往往會(huì)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(jià)陽(yáng)離子重金屬反應(yīng)使得重金屬活性降低。

3 AM增強(qiáng)植物重金屬耐性的作用機(jī)制

AM真菌可通過(guò)多種途徑影響植物吸收累積重金屬，概括起來(lái)可分為直接作用和間接作用。直接作用主要是AMF對(duì)重金屬的直接吸收、固持，以及對(duì)根際重金屬形態(tài)和生物有效性的影響，而間接作用則主要是AM通過(guò)促進(jìn)植物對(duì)礦質(zhì)養(yǎng)分(尤其是磷)的吸收和植物生長(zhǎng)，從而增強(qiáng)植物自身重金屬耐性。

3.1 間接作用機(jī)制(非專(zhuān)性機(jī)制)

重金屬會(huì)對(duì)植物產(chǎn)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(zhǎng)受抑，不能正常執(zhí)行根系吸收礦質(zhì)養(yǎng)分和水分的功能。同時(shí)，在重金屬污染地帶，土壤中礦質(zhì)養(yǎng)分往往相對(duì)缺乏。AM真菌能夠有效擴(kuò)大植物根系吸收范圍，并能活化土壤中的礦質(zhì)養(yǎng)分，這在一定程度上可以彌補(bǔ)根系功能缺陷，增強(qiáng)植物對(duì)重金屬污染環(huán)境的適應(yīng)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(zhǎng)和生理功能受阻時(shí)均能發(fā)揮作用，因此也被稱(chēng)為非專(zhuān)性機(jī)制。

在土壤中金屬元素Cd、Cu、Pb、Zn等能夠與磷酸根結(jié)合形成難溶性磷酸鹽，進(jìn)而降低P的生物有效性，而AM能夠通過(guò)活化土壤中的P[33]，或通過(guò)菌絲直接吸收P[34]并傳輸?shù)街参矬w內(nèi)，從而改善植物P營(yíng)養(yǎng)。例如，在U污染下AM根外菌絲可以幫助無(wú)根毛突變體大麥攝取P，以彌補(bǔ)根毛的作用[30,35]。Chen等[15,36]通過(guò)分室試驗(yàn)比較G.mosseae根外菌絲對(duì)重金屬和P的吸收，發(fā)現(xiàn)AM真菌更容易選擇吸收P。Christophersen等[86]發(fā)現(xiàn)，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(dá)，從而抑制植物吸收砷酸根離子，同時(shí)增加AM誘導(dǎo)的共生界面磷轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因HvPht1;8的表達(dá)，促進(jìn)P的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)。AM通過(guò)改善植物P營(yíng)養(yǎng)增加植物生物量，而植物生物量的增加往往導(dǎo)致降低植物體內(nèi)重金屬濃度相對(duì)下降，這一現(xiàn)象即被稱(chēng)為“生長(zhǎng)稀釋”效應(yīng)[16,23-24,36]。此外，AM也能夠改變根系形態(tài)[87]，進(jìn)而對(duì)植物自身吸收重金屬過(guò)程產(chǎn)生影響。很多試驗(yàn)表明，雖然菌根可能導(dǎo)致植物體內(nèi)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(zhǎng)得到改善而直接吸收了更多的重金屬。

3.2 直接作用機(jī)制(專(zhuān)性機(jī)制)

AM真菌對(duì)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(tǒng)遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程。這種作用對(duì)重金屬具有專(zhuān)一性，因此又稱(chēng)為專(zhuān)性機(jī)制。根外菌絲直徑雖僅有數(shù)微米，但其能形成發(fā)達(dá)的菌絲網(wǎng)絡(luò)和巨大的表面積，因而可以相當(dāng)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(nèi)共生結(jié)構(gòu)(根內(nèi)菌絲、泡囊、叢枝等結(jié)構(gòu))能夠在細(xì)胞水平將重金屬“區(qū)隔化”，阻止重金屬進(jìn)入植物根細(xì)胞，減輕其對(duì)植物的生理毒害。此外，AM真菌還能夠通過(guò)菌絲分泌物等影響根際微環(huán)境，進(jìn)而影響重金屬的化學(xué)形態(tài)和生物有效性。

3.2.1根外菌絲對(duì)重金屬的直接吸收作用

AM根外菌絲和根毛在吸收礦質(zhì)養(yǎng)分方面具有一定的功能互補(bǔ)性[35]，而很多研究也證實(shí)根外菌絲能夠直接吸收轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬。由于菌絲直徑通常只有幾個(gè)微米，相比根直徑低兩個(gè)數(shù)量級(jí)左右，故在試驗(yàn)研究中可以一定孔徑(30μm左右)的尼龍網(wǎng)將根系和菌絲隔開(kāi)，形成單獨(dú)的菌絲生長(zhǎng)空間。向分室培養(yǎng)系統(tǒng)中的菌絲室施加重金屬，即可考察根外菌絲對(duì)重金屬的直接吸收作用。如Guo等[88]研究發(fā)現(xiàn)，大豆中24%的Cd和Cu、玉米中41%的Cd及19%的Cu均來(lái)源于根外菌絲的吸收。Chen等[16]通過(guò)在基質(zhì)中加入P以消除“生長(zhǎng)稀釋”效應(yīng)，同時(shí)在菌絲室加入不同濃度的Zn，發(fā)現(xiàn)菌絲可以吸收Z(yǔ)n并轉(zhuǎn)運(yùn)到植物體內(nèi)。在菌絲室Zn濃度為50mg/kg時(shí)，通過(guò)菌絲吸收的Zn達(dá)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?xún)H應(yīng)用分室培養(yǎng)系統(tǒng)，很難區(qū)分被菌絲和植物根系吸收的重金屬，而利用同位素標(biāo)記方法能夠區(qū)分外源添加與土壤本底重金屬，從而定量根外菌絲對(duì)植物吸收重金屬的實(shí)質(zhì)貢獻(xiàn)。如利用放射性同位素標(biāo)記方法，Joner等[89]發(fā)現(xiàn)，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(nèi)109Cd濃度逐漸增加。Hutchinson等[57]也利用109Cd標(biāo)記法發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)葉車(chē)前(Plantagolanceolata)吸收的Cd有10%來(lái)自于AM根外菌絲吸收貢獻(xiàn)，而Jansa等[90]發(fā)現(xiàn)根外菌絲可以吸收65Zn并運(yùn)輸?shù)接衩左w內(nèi)。

以土壤為培養(yǎng)基質(zhì)的分室培養(yǎng)試驗(yàn)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(kuò)散，所以難以嚴(yán)格定量根外菌絲對(duì)重金屬的吸收。離體植物根器官和AM真菌的雙重?zé)o菌培養(yǎng)系統(tǒng)能夠在很大程度上免除培養(yǎng)基質(zhì)本底及重金屬擴(kuò)散問(wèn)題。Gonzalez-Chavez等[91]采用雙重?zé)o菌培養(yǎng)系統(tǒng)研究證實(shí)G.intraradices根外菌絲能夠吸收和泌出As，而G.intraradices中的P轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(GiPT)和亞砷酸鹽泵出蛋白(GiArsA)可能分別負(fù)責(zé)As的吸收和泌出。Dupre等[92]用雙重培養(yǎng)體系研究發(fā)現(xiàn)根外菌絲吸收了菌絲室總Cs的21.0%，其中83.6%轉(zhuǎn)移到植物體內(nèi)，而且絕大部分轉(zhuǎn)移到植物根系中。利用這種培養(yǎng)系統(tǒng)，Rufyikiri等[93]也證實(shí)了AM根外菌絲可以吸收并向植物轉(zhuǎn)運(yùn)放射性元素U。此外，Wu等[94-95]通過(guò)雙重培養(yǎng)體系證實(shí)了AM真菌菌絲對(duì)Cr(Ⅵ)的吸收及固持作用，發(fā)現(xiàn)AM真菌菌絲能夠通過(guò)主動(dòng)運(yùn)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(jié)構(gòu)對(duì)重金屬的固持及區(qū)隔化作用

AM根外菌絲細(xì)胞壁成分如幾丁質(zhì)、纖維素及其衍生物、黑色素等能夠與金屬離子結(jié)合，因而對(duì)金屬具有較強(qiáng)的吸附能力[96]。Chen等[97]利用玻璃珠分室培養(yǎng)系統(tǒng)獲得根外菌絲，發(fā)現(xiàn)菌絲中Zn濃度達(dá)到宿主植物體內(nèi)Zn濃度的10倍。陳保冬等[98]用離體菌絲進(jìn)行吸附試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，菌絲體對(duì)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(duì)Mn、Zn和Cd的吸附量分別達(dá)到自身生物量的1.7%、2.8%和13.3%。也有研究發(fā)現(xiàn)[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(duì)重金屬的吸附可能源于細(xì)胞壁上帶負(fù)價(jià)的羥基、羧基、游離氨基酸等與重金屬離子等的結(jié)合作用[100]。相比較非菌根根系，菌根往往具有較高的陽(yáng)離子交換量(CEC)，對(duì)重金屬的吸附能力更強(qiáng)[98]，強(qiáng)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(fā)現(xiàn)，相比較非菌根根系細(xì)胞壁，菌根根系細(xì)胞壁具有更高的Cu濃度，而細(xì)胞質(zhì)具有更低的Cu濃度。其同時(shí)發(fā)現(xiàn)，菌根細(xì)胞壁對(duì)Cu的吸附較非AM根系細(xì)胞壁強(qiáng)。對(duì)重金屬的強(qiáng)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(jìn)入菌絲及植物體內(nèi)，減輕重金屬對(duì)宿主植物的危害。Wu等[95]研究發(fā)現(xiàn)，AM真菌菌絲能夠?qū)⒋罅緾r固持在菌絲表面，初步研究發(fā)現(xiàn)這些Cr主要以磷酸鉻類(lèi)似物形式存在。

盡管很多試驗(yàn)數(shù)據(jù)表明AM根外菌絲能夠直接吸收轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬，但菌絲吸收的重金屬并不一定真正進(jìn)入植物體內(nèi)，而是被大量固持在菌根共生結(jié)構(gòu)中，這也是一種組織或細(xì)胞水平的重金屬“區(qū)隔化”作用。有試驗(yàn)表明，菌根共生體中的重金屬主要被區(qū)隔于細(xì)胞壁及泡囊等結(jié)構(gòu)中[100,102-103]，較少進(jìn)入植物細(xì)胞中。叢枝結(jié)構(gòu)作為菌根真菌和植物根細(xì)胞的物質(zhì)交換界面，可能對(duì)重金屬也具有很強(qiáng)的選擇性屏蔽作用，即菌絲吸收的重金屬并不能通過(guò)叢枝界面?zhèn)鬏斀o植物根細(xì)胞，因而被滯留在菌根共生結(jié)構(gòu)之中而不能向地上部運(yùn)轉(zhuǎn)。如Wu等[104]研究發(fā)現(xiàn)，AM真菌菌絲吸收的鉻多數(shù)固持在植物根系中，只有少量被轉(zhuǎn)移到地上部。進(jìn)一步基于同步輻射的軟X射線(xiàn)掃描透射顯微成像技術(shù)研究發(fā)現(xiàn)Cr在菌根根系中主要分布于真菌結(jié)構(gòu)(如叢枝、泡囊等)中，而Cr向植物細(xì)胞的轉(zhuǎn)運(yùn)非常有限[95]。此外，Nayuki等[105]利用基于同步輻射的X射線(xiàn)熒光分析發(fā)現(xiàn)Cd主要聚集在叢枝、泡囊等結(jié)構(gòu)中。Wu等[106]近期研究發(fā)現(xiàn)，AM也能夠?qū)⒅亟饘賈n和Cu固持在根內(nèi)叢枝結(jié)構(gòu)中，從而緩解植物重金屬毒害。

正是由于AM共生結(jié)構(gòu)對(duì)重金屬的固持和“區(qū)隔化”作用，在很多試驗(yàn)中可以觀察到菌根減少了重金屬自根系向地上部的運(yùn)輸，或者說(shuō)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(qiáng)了植物器官水平的重金屬“區(qū)隔化”作用。

3.2.3AM真菌改變菌根際微環(huán)境

AM真菌的生理活動(dòng)，如分泌有機(jī)酸、球囊霉素相關(guān)土壤蛋白(Glomalin-related soil protein, GRSP)等往往能夠改變根際微環(huán)境，進(jìn)而影響重金屬生物有效性和植物對(duì)重金屬的吸收。AM分泌物能夠通過(guò)直接與重金屬結(jié)合或間接改變根際土壤理化性質(zhì)改變重金屬化學(xué)形態(tài)。如研究發(fā)現(xiàn)，AM增加了玉米根際土壤有機(jī)結(jié)合態(tài)Zn濃度，同時(shí)降低了結(jié)晶氧化態(tài)及殘留態(tài)Zn濃度[107]，增加了旱稻根際土壤可交換態(tài)Pb濃度和有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Pb濃度，降低了碳酸鹽結(jié)合態(tài)以及鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)Pb含量[108]，提高了根際土壤中水溶態(tài)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(zhuǎn)化[109]，AM使玉米根際土壤中交換態(tài)Cu百分比從26%升高到43%，有機(jī)結(jié)合態(tài)Cu、Zn和Pb百分比分別提高15%、40%和20%[110]。AM對(duì)植物根際土壤重金屬形態(tài)的影響因植物種類(lèi)不同而不同。如Leung等[111]發(fā)現(xiàn)，AM能夠促使蜈蚣草根際土壤中的As由Ca-As結(jié)合態(tài)向Fe-As結(jié)合態(tài)和Al-As結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)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(jié)合態(tài)、Al-As結(jié)合態(tài)及水溶態(tài)向Ca-As結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，降低了As的生物有效性。也有研究發(fā)現(xiàn)[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(lèi)和亞甲基的糖蛋白[114]，對(duì)重金屬具有較強(qiáng)的結(jié)合能力[115-116]，因而對(duì)土壤重金屬生物有效性可能有重要影響。有調(diào)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(guān)關(guān)系(P<0.001)，GRSP結(jié)合態(tài)Cu濃度在3.76～89.0mg/g之間，占總Cu濃度的1.44%～27.5%[117]；GRSP結(jié)合態(tài)Pb濃度達(dá)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(guān)關(guān)系(P<0.01)[118]。GRSP對(duì)重金屬的結(jié)合作用對(duì)于改變重金屬形態(tài)具有重要意義，然而其結(jié)合機(jī)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(jìn)行多次解吸，發(fā)現(xiàn)與GRSP結(jié)合的Cu不會(huì)被全部解吸下來(lái)，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(duì)Cu的結(jié)合方式除了弱離子交換以外，還有強(qiáng)化學(xué)絡(luò)合作用。此外，不同組織部位的GRSP對(duì)重金屬的結(jié)合能力也不同，相比較基質(zhì)及非侵染根分離出的GRSP，根外菌絲中的GRSP往往具有較強(qiáng)的重金屬結(jié)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(guò)直接途徑(專(zhuān)性機(jī)制)與間接途徑(非專(zhuān)性機(jī)制)綜合影響重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化，增強(qiáng)植物重金屬耐性。AM增強(qiáng)植物重金屬耐性機(jī)制示意圖，具體見(jiàn)圖1。

4 AM增強(qiáng)植物重金屬耐性機(jī)理研究前沿

AM能夠影響植物對(duì)重金屬的吸收和累積，在植物適應(yīng)重金屬污染環(huán)境方面起著重要作用。然而，AM增強(qiáng)植物重金屬耐性的生理和分子機(jī)制還有許多值得深入探討的科學(xué)問(wèn)題。這些問(wèn)題包括：①AM真菌吸收和轉(zhuǎn)化重金屬的分子機(jī)制是什么？②重金屬在AM真菌菌絲中以何種形態(tài)運(yùn)輸，其轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)理是什么？③AM真菌自身重金屬耐性機(jī)理是什么？④重金屬如何通過(guò)菌根共生界面——叢枝結(jié)構(gòu)而在AM真菌和植物細(xì)胞間進(jìn)行傳輸？⑤經(jīng)由菌絲吸收的重金屬在AM組織甚至細(xì)胞水平上的分布規(guī)律？⑥AM真菌如何調(diào)控植物自身重金屬吸收及累積生理過(guò)程？這些問(wèn)題的解答需要借助生物化學(xué)和現(xiàn)代分子生物學(xué)研究技術(shù)，目前尚處于起步階段。

4.1 AM真菌對(duì)重金屬的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)制

AM真菌尚不能純培養(yǎng)，也難以進(jìn)行遺傳操作，由此導(dǎo)致對(duì)其進(jìn)行分子生物學(xué)研究相對(duì)困難。目前對(duì)AM真菌吸收重金屬的分子機(jī)制所知極其有限。Gonzalez-Chavez等[127]通過(guò)RiT-DNA轉(zhuǎn)化胡蘿卜根與AM真菌雙重培養(yǎng)體系發(fā)現(xiàn)G.intraradices根外菌絲可能通過(guò)P轉(zhuǎn)運(yùn)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(zhuǎn)運(yùn)蛋白和陽(yáng)離子擴(kuò)散蛋白(Cation diffusion facilitator，CDF)則可能在AM真菌吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)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(tài)特征

研究重金屬在菌根共生體組織及細(xì)胞水平微區(qū)分布和形態(tài)特征，一方面可以在微觀層面驗(yàn)證AM共生結(jié)構(gòu)對(duì)重金屬的“區(qū)隔化”作用，另一方面則可為重金屬在AM真菌和植物細(xì)胞界面上的傳輸機(jī)制研究奠定基礎(chǔ)。已有研究表明，重金屬主要位于AM的細(xì)胞壁及泡囊等結(jié)構(gòu)中[101-102,130-131]，如Chen等[130]發(fā)現(xiàn)Cd及Zn主要存在于叢枝、泡囊以及根外菌絲中。Zhang等[101]發(fā)現(xiàn)相對(duì)于非菌根根系，菌根根系細(xì)胞壁中累積更多的Cu，而細(xì)胞質(zhì)中累積較少的Cu。采用傳統(tǒng)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(yàn)結(jié)果干擾因素多、可靠性不高。在此背景下，近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的激光共聚焦顯微技術(shù)、X射線(xiàn)能譜以及同步輻射等技術(shù)為研究菌根界面重金屬分布提供了契機(jī)。如Weiersbye等[102]利用Micro-PIXE mapping技術(shù)發(fā)現(xiàn)U主要分布于AM的根內(nèi)菌絲或泡囊中。González-Guerrero等[131]運(yùn)用能量散射X射線(xiàn)能譜法發(fā)現(xiàn)無(wú)論是在孢子還是在根外菌絲中，重金屬主要分布于細(xì)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(xiàn)掃描透射顯微成像技術(shù)研究發(fā)現(xiàn)Cr主要賦存在根外菌絲表面及根內(nèi)真菌結(jié)構(gòu)中。

相比之下，重金屬在AM中的賦存形態(tài)鮮有報(bào)道，已有研究多關(guān)注元素As。如有研究發(fā)現(xiàn)，玉米中主要以無(wú)機(jī)砷為主，AM降低了玉米地上部及根系A(chǔ)s(Ⅲ)濃度，同時(shí)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(xiàn)在AM根系中。AM可能通過(guò)抑制玉米根系砷還原酶活性抑制玉米體內(nèi)As(Ⅴ)向As(Ⅲ)的還原[55]。Zhang等[25,27]研究發(fā)現(xiàn)，接種AM真菌后，在外源添加As(Ⅴ)污染土壤中生長(zhǎng)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(cè)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(zhuǎn)移酶基因RiMT-11，并通過(guò)雙重?zé)o菌培養(yǎng)體系發(fā)現(xiàn)AM真菌能將無(wú)機(jī)砷轉(zhuǎn)化為一甲基砷(MMA)、二甲基砷(DMA)以及氣態(tài)的三甲基砷(TMA)。該研究證實(shí)了AM真菌的確具有砷甲基化和揮發(fā)的能力，在這一過(guò)程中RiMT-11基因發(fā)揮了重要的作用。

4.3 AM對(duì)植物自身重金屬抗性生理和分子機(jī)制的調(diào)控作用

AM是一個(gè)共生體系，AM真菌和宿主植物之間往往存在著密切的信號(hào)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(xié)同抗逆的機(jī)制。目前這方面的研究多集中于AM真菌對(duì)植物重金屬抗性生理和分子機(jī)制的調(diào)控作用。

4.3.1AM對(duì)植物吸收重金屬分子途徑的調(diào)控作用

AM真菌能夠間接調(diào)控植物根系重金屬吸收相關(guān)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(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因Lsi1和Lsi2的表達(dá)，且提高了根系A(chǔ)s(Ⅲ)和As(Ⅴ)的比值[133]。也有發(fā)現(xiàn)，AM降低了蒺藜苜蓿根系皮層細(xì)胞膜中MtPht1;1和MtPht1;2基因的表達(dá)，同時(shí)提高了共生界面編碼P轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的MtPT4基因的表達(dá)，從而能夠在改善P營(yíng)養(yǎng)的同時(shí)減少植物對(duì)As的吸收[134]。Li等[43]研究也發(fā)現(xiàn)，接種處理顯著提高了紫花苜蓿根系磷轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因MsPT4的表達(dá)，促進(jìn)植物吸收更多磷物從而促進(jìn)植物生長(zhǎng)，通過(guò)“稀釋作用”降低植物體內(nèi)砷濃度。此外，AM還能夠降低蒺藜苜蓿根系細(xì)胞膜上Zn轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因MtZIP2的表達(dá)，從而降低根系Zn濃度[129]。

4.3.2重金屬脅迫下AM對(duì)宿主植物抗逆生理的調(diào)控作用

重金屬脅迫能夠造成植物氧化脅迫，同時(shí)影響植物的光合作用、呼吸作用等生理生化過(guò)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(duì)植物產(chǎn)生的生理脅迫，如Paradi等[136]發(fā)現(xiàn)Cd處理僅降低了非菌根植物腐胺和亞精胺含量，而對(duì)AM植物無(wú)影響。Aloui等[137]發(fā)現(xiàn) AM降低了植物體內(nèi)Cd引起的異黃酮類(lèi)及其衍生物和查爾酮濃度。Andrade等[138]也發(fā)現(xiàn)AM能夠降低植物脯氨酸濃度。也有研究發(fā)現(xiàn)，AM能夠增強(qiáng)某些植物抗氧化酶的活性[139]，降低植物體內(nèi)活性氧物質(zhì)濃度[140]，緩解重金屬對(duì)植物的生理毒害。有研究者觀測(cè)到重金屬污染脅迫下AM能夠增加植物體內(nèi)直接參與降低重金屬毒性的物質(zhì)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(fā)現(xiàn)，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(zhuǎn)運(yùn)蛋白基因的表達(dá)，從而促進(jìn)了植物對(duì)硫素的吸收，并增加硫代謝產(chǎn)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(fā)現(xiàn)，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(dá)，并提高了紫花苜蓿砷濃度的根冠比，從而有效增強(qiáng)了紫花苜蓿對(duì)砷毒害的抗性。

4.3.3AM對(duì)植物重金屬抗性基因的調(diào)控作用

目前，AM對(duì)植物重金屬抗性基因的調(diào)控作用研究主要集中于AM對(duì)植物重金屬絡(luò)合蛋白基因表達(dá)的影響。Ouziad等[142]研究了重金屬Zn和Cd污染下，G.intraradices對(duì)番茄根部及葉片中LePCS1(編碼植物絡(luò)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(yùn)輸?shù)鞍?等基因表達(dá)的影響，發(fā)現(xiàn)AM真菌減緩了由于重金屬脅迫造成的Lemt2和LeNramp1基因表達(dá)增高的趨勢(shì)。也有研究發(fā)現(xiàn)[143]Cu和Zn污染下AM真菌增強(qiáng)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(dá)。Rivera-Becerril等[144]發(fā)現(xiàn)G.intraradices在提高豌豆(PisumsativumL.)根部Cd濃度的同時(shí)，下調(diào)了其金屬絡(luò)合蛋白基因的表達(dá)，而增強(qiáng)了抗氧化蛋白(如熱激蛋白等)基因的表達(dá)。

4.3.4AM增強(qiáng)植物重金屬耐性蛋白質(zhì)組學(xué)研究

蛋白質(zhì)組學(xué)是近年來(lái)發(fā)展起來(lái)的一門(mén)新學(xué)科，其以蛋白質(zhì)組為研究對(duì)象，從整體蛋白水平探究生命活動(dòng)規(guī)律[145]。蛋白質(zhì)組學(xué)往往可以測(cè)定特定條件下，特定植物組織或細(xì)胞內(nèi)全部蛋白表達(dá)情況，相比較傳統(tǒng)單個(gè)或數(shù)個(gè)特殊功能蛋白研究，其能夠提供更全面的信息，為系統(tǒng)層次上闡述生命過(guò)程奠定基礎(chǔ)，因此更接近生命本質(zhì)。重金屬污染脅迫下，植物往往啟動(dòng)一系列的相關(guān)蛋白表達(dá)，以抵御重金屬毒害，了解這些蛋白的表達(dá)是否受AM真菌的調(diào)控，對(duì)于從蛋白水平上理解AM共生系統(tǒng)抗脅迫機(jī)理具有重要意義。目前，利用蛋白質(zhì)組學(xué)技術(shù)研究重金屬脅迫下AM真菌對(duì)宿主植物體內(nèi)相關(guān)蛋白表達(dá)調(diào)控作用的報(bào)道還比較有限。有研究報(bào)道，AM能夠在Cd、As等脅迫下調(diào)控植物脅迫反應(yīng)蛋白的表達(dá)[146-147]。如Repetto等[146]發(fā)現(xiàn)Cd污染下G.mosseae增加了豌豆(Pisumsativum，VIR4788)根部膜聯(lián)蛋白碎片(Annexin fragment)和豌豆抗病反應(yīng)蛋白(Pea disease resistance response protein Pi49)的表達(dá)量，降低了Cd誘導(dǎo)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(dá)量。Aloui等[147]發(fā)現(xiàn)Cd脅迫下G.intraradices能夠誘導(dǎo)蒺藜苜蓿產(chǎn)生親環(huán)蛋白(Cyclophilin)、鳥(niǎo)苷酸結(jié)合蛋白(Guanine nucleotide-binding protein)等參與抗氧化過(guò)程的蛋白。也有研究發(fā)現(xiàn)[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(dá)量上調(diào)，而病程相關(guān)蛋白(Pathogenesis-related protein 10)表達(dá)量下調(diào)。重金屬脅迫下，AM植物蛋白質(zhì)組學(xué)能夠從蛋白水平上解釋AM植物抗重金屬生理過(guò)程，同時(shí)為進(jìn)一步分子機(jī)理奠定基礎(chǔ)，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(zhì)組學(xué)技術(shù)的發(fā)展，這方面將會(huì)有突破式的進(jìn)展。

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

4.4 AM真菌耐受重金屬分子機(jī)制

AM真菌在重金屬脅迫下會(huì)啟動(dòng)一系列的生理生化過(guò)程以減緩重金屬毒害。由于AM真菌分子生物學(xué)研究存在技術(shù)瓶頸，故有關(guān)其重金屬抗性基因的研究報(bào)道不多。目前，已有報(bào)道的AM真菌重金屬抗性分子機(jī)制主要包括抗氧化機(jī)制、重金屬絡(luò)合機(jī)制以及重金屬“區(qū)隔化”機(jī)制。

4.4.1AM真菌抗氧化分子機(jī)制

重金屬進(jìn)入生物體之后往往能夠通過(guò)催化Haber-weiss反應(yīng)產(chǎn)生活性氧基團(tuán)[149-150]，進(jìn)而對(duì)生物體膜系統(tǒng)甚至遺傳物質(zhì)產(chǎn)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(guò)氧化氫和水的酶，對(duì)機(jī)體活性氧基團(tuán)水平的調(diào)節(jié)有重要作用[152]。根據(jù)SOD所含金屬種類(lèi)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(xiàn)，多位于線(xiàn)粒體外層空間和胞漿中[154]。目前在AM真菌中已發(fā)現(xiàn)并得到初步功能驗(yàn)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(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)重金屬脅迫下，二者轉(zhuǎn)錄水平在根內(nèi)菌絲及叢枝和泡囊結(jié)構(gòu)中最高[155-156]。在谷胱甘肽(GSH)存在情況下，谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶(GST)具有過(guò)氧化物酶活性，能夠催化過(guò)氧化氫或過(guò)氧化氫物分解[157]，從而減少活性氧基團(tuán)的產(chǎn)生。近來(lái)已有發(fā)現(xiàn)G.intraradices菌絲中存在編碼GST的基因[158]。此外，在生物體抗氧化過(guò)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(shí)具有氧化還原酶、過(guò)氧化物酶和谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶特性)基因GintPDX1和GintGRX1均已從G.intraradices中分離出來(lái)[159-160]。

4.4.2AM真菌重金屬絡(luò)合機(jī)制

重金屬離子進(jìn)入AM真菌細(xì)胞后，可被金屬硫蛋白(MT)和谷胱甘肽(GSH)等絡(luò)合，從而降低其毒性或進(jìn)一步通過(guò)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白運(yùn)輸?shù)揭号葜小T是富含半胱氨酸的多肽，可與重金屬絡(luò)合形成四面體金屬硫復(fù)合物(Tetrahedrally coordinated metalthiolateclusters)，也被認(rèn)為能夠促進(jìn)機(jī)體自由基的清除[161]。目前在AM真菌中已發(fā)現(xiàn)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(dá)受AM真菌營(yíng)養(yǎng)狀況調(diào)控，其在真菌糖分缺乏時(shí)表達(dá)最高[163]。目前MTs功能機(jī)理研究還不深入，如MTs對(duì)重金屬的絡(luò)合是否具有特異性，重金屬與MTs絡(luò)合后如何遷移轉(zhuǎn)化等，尚需進(jìn)一步研究。GSH或谷胱甘肽寡聚體(如植物絡(luò)合素)也被認(rèn)為能夠與重金屬(如Cu、Cd等)絡(luò)合，形成的復(fù)合物通過(guò)ATP結(jié)合子(ATP-binding cassette，ABC)轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(屬于多藥耐藥蛋白家族，Multidrug resistance protein，MRP)[165]運(yùn)轉(zhuǎn)到液泡中，而相關(guān)基因GintABC1已從G.intraradices中分離出來(lái)[165]。此外，金屬型分子伴侶(Metallochaperones)可從結(jié)合有重金屬的內(nèi)轉(zhuǎn)蛋白中接收重金屬并轉(zhuǎn)移到外轉(zhuǎn)蛋白或接收體蛋白上，以此起到“金屬閘門(mén)”的作用，而相關(guān)基因只在一些外生菌根真菌中發(fā)現(xiàn)，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(qū)隔化”機(jī)制

為消減重金屬對(duì)機(jī)體正常生理過(guò)程的不利影響，生物體往往將重金屬富集在一些儲(chǔ)藏器 (如液泡)中，從而降低關(guān)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(qū)隔化”作用。在“區(qū)隔化”過(guò)程中一些重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白往往發(fā)揮著重要作用，這其中包括陽(yáng)離子擴(kuò)散蛋白(Cation diffusion facilitator，CDF)、ABC型轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白(ATP-binding cassette)、Nramps蛋白以及Zn、Fe轉(zhuǎn)運(yùn)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(xì)胞漿和細(xì)胞器之間的運(yùn)輸通道[135,167-168]。目前，從AM真菌G.intraradices中已發(fā)現(xiàn)有GintZnT1(屬CDF蛋白組)[128]、GintABC1[編碼ABC型轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白，屬多藥耐藥Mmultidrug resistance protein(MRP)蛋白家族][165]以及類(lèi)ZIP基因[169]。

目前AM真菌耐重金屬分子機(jī)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(qiáng)的耐重金屬特性，關(guān)于耐性菌株的耐性機(jī)制還鮮有報(bào)道，而該方面的研究無(wú)論對(duì)于全面闡釋AM真菌耐重金屬機(jī)理，還是對(duì)于菌根修復(fù)技術(shù)的應(yīng)用都具有重要意義。另外一個(gè)需要關(guān)注的問(wèn)題是重金屬耐性菌株的遺傳穩(wěn)定性。由于AM真菌是多核細(xì)胞，單個(gè)細(xì)胞具有較高的遺傳變異性，對(duì)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(gè)疑問(wèn)。培養(yǎng)條件，尤其是重金屬脅迫程度可能會(huì)影響后代菌株的重金屬耐性[22]，而目前的相關(guān)研究多止于一個(gè)植物生長(zhǎng)期的室內(nèi)模擬培養(yǎng)，缺乏自然情況下的長(zhǎng)期定位試驗(yàn)，因而對(duì)AM真菌自身重金屬耐性遺傳穩(wěn)定性及其在植物適應(yīng)重金屬脅迫中的長(zhǎng)期效應(yīng)認(rèn)識(shí)不夠。要在分子機(jī)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(xué)家和遺傳學(xué)家的密切合作。

5 AM在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)及重金屬污染土壤生物修復(fù)中的潛在應(yīng)用

5.1 AM在安全農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的潛在應(yīng)用

由于農(nóng)藥、化肥等廣泛使用造成大面積農(nóng)田輕度重金屬污染，而AM往往能夠促進(jìn)植物吸收礦質(zhì)養(yǎng)分，同時(shí)抑制重金屬自植物根系向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)[24,36]，從而降低植物地上部重金屬濃度。這對(duì)于保障農(nóng)產(chǎn)品(籽粒)安全，降低重金屬污染導(dǎo)致的健康風(fēng)險(xiǎn)具有重要應(yīng)用價(jià)值。Zhang等[27]研究發(fā)現(xiàn)接種AM真菌能顯著降低大米籽粒中無(wú)機(jī)砷的含量；李景龍等[170]也發(fā)現(xiàn)AM真菌與外源添加Fe對(duì)水稻地上部砷積累具有顯著的抑制作用。在實(shí)際應(yīng)用中，可以選取適當(dāng)?shù)腁M真菌對(duì)作物接種以達(dá)到維系農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的同時(shí)保障農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)的目的[171]；而另一方面，對(duì)于污染較重的農(nóng)業(yè)用地，也可根據(jù)實(shí)際情況，選擇適宜的AM真菌與宿主植物組合，促進(jìn)土壤凈化過(guò)程，或栽培不進(jìn)入食物鏈的經(jīng)濟(jì)作物，進(jìn)而應(yīng)用菌根真菌強(qiáng)化重金屬的植物固定作用，最大限度降低重金屬污染的環(huán)境和健康風(fēng)險(xiǎn)。

5.2 AM在礦區(qū)污染土壤生物修復(fù)中的潛在應(yīng)用

AM在重金屬污染土壤中具有廣泛的適應(yīng)性[6,10,12-14,172]，其往往能夠改善植物礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)，促進(jìn)植物生長(zhǎng)。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(tài)[24,107-111]，因而無(wú)論在植物提取，還是植物穩(wěn)定方面，菌根都有可能發(fā)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(shí)增加其生物量[31,173]，極大增強(qiáng)植物對(duì)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(jìn)植物提取重金屬。在植物穩(wěn)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(xué)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(shí)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(wú)論是污染土壤生物修復(fù)還是礦區(qū)植被恢復(fù)，首要的條件是植物能夠在污染土壤中生長(zhǎng)，菌根最重要的價(jià)值即在于其能夠幫助植物適應(yīng)污染環(huán)境而存活下來(lái)。

此外，值得一提的是，礦區(qū)污染土壤往往養(yǎng)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(shí)引入AM真菌，這樣可以完全通過(guò)生物學(xué)途徑解決植物對(duì)N和P的需求，從而經(jīng)濟(jì)有效地提高植物修復(fù)成功幾率。已有研究表明，重金屬污染下AM真菌(或聯(lián)合其他土壤動(dòng)物或微生物)能夠促進(jìn)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(qiáng)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(shí)降低土壤中Pb和Cu的可移動(dòng)性[175]。聯(lián)合接種G.mosseae與耐性細(xì)菌(Brevibacillussp.)能夠顯著增加豆科植物白三葉草的根瘤數(shù)[176]。

另一種礦區(qū)廢棄地生態(tài)恢復(fù)途徑是栽種能源植物，這樣可在土地復(fù)墾的同時(shí)，產(chǎn)生額外的經(jīng)濟(jì)效益[177]。目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于利用能源作物修復(fù)重金屬污染土壤的研究已有一些報(bào)道[178-182]，而AM真菌在能源作物適應(yīng)重金屬脅迫中同樣起著重要作用[38,183]，因而對(duì)于利用能源作物修復(fù)重金屬污染土壤具有重要意義。當(dāng)然，由于AM對(duì)植物吸收累積重金屬的調(diào)控作用受到土壤重金屬種類(lèi)及濃度、AM真菌種類(lèi)及耐重金屬特性、宿主植物及土壤理化性質(zhì)等多種因素的影響，在具體應(yīng)用中應(yīng)根據(jù)實(shí)際情況及修復(fù)目標(biāo)選擇最佳的AM真菌與植物組合，從而最大限度發(fā)揮菌根共生體系的積極作用。

目前，菌根修復(fù)技術(shù)的研究和推廣尚處于起步階段，以室內(nèi)模擬研究居多，而田間試驗(yàn)少有報(bào)道。近年來(lái)一些田間試驗(yàn)表明，在生態(tài)脆弱的礦區(qū)AM能夠顯著促進(jìn)植物生長(zhǎng)，改善土壤營(yíng)養(yǎng)狀況及微生物多樣性，利于土壤及植被生態(tài)恢復(fù)[184-186]。也有發(fā)現(xiàn)，在煤礦區(qū)土壤中，AM真菌能夠與豆科植物形成良好共生，這對(duì)于利用AM真菌及豆科植物修復(fù)煤礦廢棄地具有重要意義[187]。雖然菌根修復(fù)離大面積推廣應(yīng)用還有較遠(yuǎn)的路，相關(guān)機(jī)理及應(yīng)用層面還有眾多問(wèn)題亟待解決，但作為極具潛力的生態(tài)修復(fù)技術(shù)其在未來(lái)必有長(zhǎng)足的發(fā)展。

5.3 重金屬污染土壤的AM菌根修復(fù)技術(shù)原理

重金屬污染土壤往往存在著諸多問(wèn)題共同制約著植物生長(zhǎng)。這些問(wèn)題包括：①重金屬?gòu)?fù)合污染嚴(yán)重，如許多礦區(qū)是多種重金屬或重金屬與有機(jī)污染物復(fù)合污染，而且污染程度高，對(duì)植物毒性大；②許多污染地帶往往位于山區(qū)，土壤貧瘠，有機(jī)質(zhì)含量低，而且養(yǎng)分不平衡，澆灌不方便，容易受干旱影響；③污染區(qū)土壤原有微生物區(qū)系結(jié)構(gòu)受到擾動(dòng)，有益微生物喪失，不利于構(gòu)建適合植物生長(zhǎng)的微生物群落等。因而，在應(yīng)用菌根技術(shù)進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)時(shí)要綜合考慮土壤污染現(xiàn)狀及區(qū)域自然經(jīng)濟(jì)狀況，選取合適的AM真菌與植物組合，同時(shí)可結(jié)合一些化學(xué)或生物措施強(qiáng)化修復(fù)效果。重金屬污染土壤菌根修復(fù)技術(shù)原理總結(jié)見(jiàn)圖2。

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

應(yīng)用菌根技術(shù)修復(fù)重金屬污染環(huán)境首先要選取能夠適應(yīng)礦區(qū)土壤環(huán)境，對(duì)礦區(qū)主要污染元素具有較強(qiáng)修復(fù)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(guān)系且具有較強(qiáng)重金屬耐性。相比商業(yè)菌劑，利用土著耐性AM真菌，或同時(shí)聯(lián)合其他耐性土壤微生物強(qiáng)化植物修復(fù)的方法將具有特殊優(yōu)勢(shì)[58,72]。此外，如何利用群落生態(tài)學(xué)和生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)學(xué)原理，合理選取不同植物和不同AM真菌菌群在修復(fù)污染土壤的同時(shí)最大程度恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能，也是一個(gè)值得考慮的問(wèn)題。

當(dāng)然，任何一種修復(fù)技術(shù)都有自身的特點(diǎn)和最適應(yīng)用范圍。菌根修復(fù)受到植物及AM真菌自身生物學(xué)特性的限制，并不一定適用于所有礦區(qū)土壤的生物修復(fù)。例如，對(duì)于某些高磷土壤，AM的形成將會(huì)受到極大限制，進(jìn)而影響其發(fā)揮作用[30]。另外，過(guò)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(fù)技術(shù)有其自身的適用條件及范圍：菌根修復(fù)往往適用于貧瘠土壤，而且在高污染尾礦區(qū)的修復(fù)中適宜作為物理化學(xué)修復(fù)技術(shù)的輔助技術(shù)措施。只有客觀地認(rèn)識(shí)到這一點(diǎn)，才能真正發(fā)揮菌根修復(fù)技術(shù)的優(yōu)勢(shì)。

6 結(jié)語(yǔ)與展望

作為與陸生植物關(guān)系最緊密的土壤微生物之一，AM真菌能夠通過(guò)各種途徑幫助宿主植物抵御逆境脅迫，并在退化生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)恢復(fù)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(gè)過(guò)程，因而在重金屬污染土壤生物修復(fù)中也具有重要的潛在應(yīng)用價(jià)值。然而，目前AM增強(qiáng)植物重金屬耐性機(jī)制還需要更為深入系統(tǒng)的研究，AM在礦區(qū)污染土壤生態(tài)恢復(fù)中的應(yīng)用還少有工程實(shí)踐。因此，無(wú)論是在理論層面系統(tǒng)闡釋AM植物適應(yīng)重金屬污染的機(jī)理，還是在應(yīng)用層面實(shí)現(xiàn)菌根修復(fù)技術(shù)的大規(guī)模應(yīng)用，都還有很長(zhǎng)的路要走。當(dāng)前需要重點(diǎn)關(guān)注以下幾個(gè)問(wèn)題。

6.1 AM植物重金屬耐性關(guān)鍵影響因素研究

很多試驗(yàn)研究都發(fā)現(xiàn)，AM改善植物磷營(yíng)養(yǎng)與增強(qiáng)植物重金屬耐性密切相關(guān)。眾所周知，AM真菌與宿主植物之間最基本的共生關(guān)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(zhì)養(yǎng)分。由此，我們提出一個(gè)值得思考的問(wèn)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(yīng)重金屬污染脅迫的關(guān)鍵因素？進(jìn)一步思考，在菌根共生體系中，植物和菌根真菌并非完全對(duì)等關(guān)系，植物作為宿主(Host)往往更具有主動(dòng)性：接受或排斥AM真菌的侵染。這種情況下，AM真菌對(duì)植物磷營(yíng)養(yǎng)的貢獻(xiàn)可能對(duì)共生體系的互惠互利關(guān)系起到基礎(chǔ)決定作用。據(jù)此，我們推測(cè)菌根共生體系磷營(yíng)養(yǎng)效率(包括吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和傳輸效率)對(duì)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(yíng)養(yǎng)效率作為修復(fù)污染土壤高效菌株的篩選指標(biāo)。磷營(yíng)養(yǎng)高效菌株的表征指標(biāo)體系則包括生物學(xué)(形態(tài))、生理及功能基因(遺傳)指征，具體哪些指標(biāo)可作為主要考量參數(shù)，尚需進(jìn)一步系統(tǒng)研究。當(dāng)然，以上理論假設(shè)還需要系統(tǒng)的試驗(yàn)驗(yàn)證。同時(shí)，AM真菌自身對(duì)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(wěn)定性，還僅是一種表型可塑性，也是值得探究的問(wèn)題。不管怎樣，揭示AM植物適應(yīng)重金屬污染脅迫關(guān)鍵影響因素將會(huì)實(shí)質(zhì)性推動(dòng)菌根共生體系抗逆生理機(jī)制研究的進(jìn)展和菌根應(yīng)用技術(shù)的發(fā)展。

6.2 AM增強(qiáng)植物重金屬耐性直接作用機(jī)理研究

限于研究條件，目前有關(guān)AM真菌對(duì)植物吸收累積重金屬的直接作用機(jī)理普遍缺乏深度。以下幾個(gè)方面可能是未來(lái)的研究熱點(diǎn)。

(1)重金屬在AM組織乃至細(xì)胞水平微區(qū)分布特征及賦存形態(tài)研究

這方面的研究對(duì)于闡明重金屬在菌根共生界面的遷移轉(zhuǎn)化具有重要意義，同時(shí)可為深入研究AM對(duì)重金屬的解毒機(jī)制奠定基礎(chǔ)。隨著近年來(lái)同步輻射技術(shù)、熒光探針技術(shù)及能量散射X射線(xiàn)能譜法(EDXS)等技術(shù)的發(fā)展，原位無(wú)損測(cè)定AM組織及細(xì)胞結(jié)構(gòu)中重金屬的分布及形態(tài)已成為可能。

(2)AM真菌重金屬耐性分子機(jī)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(jī)制；二是重金屬在AM真菌與宿主植物根系細(xì)胞之間轉(zhuǎn)運(yùn)的分子機(jī)制。該方面研究還處于起步階段，目前已有相關(guān)的重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)、絡(luò)合蛋白等基因從AM真菌中分離[156]。然而已有研究多關(guān)注模式種的耐性機(jī)理研究，缺乏對(duì)土著菌株耐性分子機(jī)理研究，同時(shí)在AM真菌重金屬耐性分子遺傳穩(wěn)定性方面研究還鮮有報(bào)道。相信隨著分子生物學(xué)技術(shù)的不斷發(fā)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(jī)制將逐步得以揭示。

(3)AM對(duì)植物重金屬吸收及抗性分子和生理過(guò)程調(diào)控作用研究

已有研究者[140,143,146-147]觀察到AM誘發(fā)植物對(duì)重金屬脅迫的生理和分子響應(yīng)往往與AM改變植物體內(nèi)重金屬濃度、改善植物礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)狀況存在密切聯(lián)系，故很難區(qū)分AM對(duì)植物抗逆機(jī)制的直接和間接調(diào)控作用。如何厘清AM對(duì)植物吸收累積重金屬的影響、對(duì)植物礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)的改善，以及增強(qiáng)植物專(zhuān)性抗逆機(jī)制之間的關(guān)系，如何驗(yàn)證AM對(duì)植物自身重金屬響應(yīng)系統(tǒng)的調(diào)控作用，最終實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)闡釋AM植物適應(yīng)重金屬脅迫的分子機(jī)制，將成為未來(lái)研究的重要突破口。

6.3 重金屬污染土壤菌根修復(fù)技術(shù)應(yīng)用研究

目前菌根修復(fù)技術(shù)研究多限于室內(nèi)模擬條件下單一重金屬污染情況，難以應(yīng)對(duì)自然環(huán)境中復(fù)雜的土壤、生物、氣候及多種逆境脅迫并存的環(huán)境，而且現(xiàn)有研究多以模式植物和菌種為試驗(yàn)材料，而更具環(huán)境友好性的土著耐性菌種研究較少。因而，未來(lái)的研究需要加強(qiáng)田間試驗(yàn)研究，重視對(duì)土著菌種的分離和應(yīng)用。同時(shí)，也要充分認(rèn)識(shí)到菌根修復(fù)技術(shù)的適用條件及范圍，將菌根修復(fù)技術(shù)與物理化學(xué)修復(fù)技術(shù)有機(jī)結(jié)合，最大限度發(fā)揮菌根的積極作用，在治理污染的同時(shí)恢復(fù)污染地帶生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能。相信，隨著相關(guān)機(jī)理及應(yīng)用研究的不斷進(jìn)展，菌根修復(fù)技術(shù)將會(huì)有更廣闊的的發(fā)展前景。