AMF介导的菌根植物抵抗重金属Pb胁迫的研究进展

吕雨泽，蔡柏岩,2

（1黑龙江大学生命科学学院/农业微生物技术教育部工程研究中心/黑龙江省寒地生态修复与资源利用重点实验室/黑龙江省普通高校分子生物学重点实验室，哈尔滨 150080；2河北环境工程学院/河北省农业生态安全重点实验室，河北秦皇岛 066102）

0 引言

随着社会生产力的发展，环境污染问题日益加剧。2019年土壤环境调查发现中国的农业耕地污染形势严峻，其中64%的污染是由于重金属造成的[1]。镉、铅、锌、铜、汞、铬、镍、砷是引起土壤重金属污染主要物质，通过对2000—2019年公开发表的关于中国农田和城市土壤重金属现场监测实验的研究论文统计，中国土壤重金属Pb 的浓度较高，除镉元素之外，与其他重金属相比平均地质累积指数(Igeo)值较高[2]。

植物的生长离不开与其物质与能量交换的土壤，土壤的质量可影响作物的光合作用[3]，植物通过物质交换可将土壤中的重金属富集至体内，有些种植在重金属污染土壤的粮食作物重金属含量超过国家卫生标准[4]，有的甚至远远超过国际标准允许的浓度[5]。

工业“三废”中废气的排放会加重重金属在植物中富集的负荷，可分别从土壤和空气中到达植物，导致大量重金属积聚在植物组织中[6]，废水与废渣的排放也可对植物重金属积累产生影响。国外一项研究显示，工业废渣污泥污水采取净化，可以变“废”为宝制成肥料，但随着这类肥料不断的施加仍会导致重金属在植物中的积累[7]。除此之外，农家肥也是加剧植物受重金属胁迫的因素。在中国一些市售的肥料中，有机堆肥中Pb 单因子污染指数达到了重污染等级[8]，人们食用了Pb 污染的粮食和蔬菜后患上癌症的风险已超过安全阈值，并且金属浓度是癌症风险评估的重要原因[9]。

近些年，微生物修复技术以高效、清洁、经济的特点不仅吸引了众多学者们的研究目光，并且具有广阔的发展空间。AMF 是一种能与植物建立共生关系并形成互利共生体的真菌，拥有促进植物养分运输和代谢以及提高对不良环境的抗逆性等功能，进而促进农业生产[10]。尽管AMF一直是科学界的研究热点，并且在近段时间AMF 在植物逆境生理研究和治理植物重金属Pb胁迫成果的报道日渐增多，但其关注度仍有较大的发展空间，对此本研究主要综述Pb对植物毒性的影响、AMF提高植物抗重金属Pb胁迫影响及机制、联合修复的应用探讨，期望可为农业可持续生产和保障人类身体健康提供有价值的帮助。

1 Pb污染现状

Pb 是一种重金属元素，因其兼具良好的可延展、抗腐蚀以及抗辐射的性能，其在电池、机械、船舶、核能等制造业以及轻工业均有贡献，满足经济的发展需要[11]。据研究报道，截至2015年公布的世界精炼Pb生产量与消费量，中国已连续6年居于榜首且处于上升阶段[12]。2020年全球精Pb 产量11.75 Mt，其中中国精Pb产量4.97 Mt，占比达42.3%。但其在治理方面仍不理想，从而全球生态系统出现了Pb污染问题[13]。

1.1 大气Pb污染现状

中国Pb污染始于20世纪50年代，大气中Pb含量的激增是从80年代开始，即使含Pb汽油被禁用后，大气中Pb 虽未上升，但仍然使大气中Pb 污染保持在高浓度范围[14]。研究发现，2004年珠穆朗玛峰大气Pb污染的量较2000年增加4.5 倍[15]；在国家完全禁止使用含Pb 汽油的情况下，汽车尾气对大气Pb 的贡献是不可忽视的[16]；煤炭燃烧后可检测到内含物质Pb 的挥发[17]，2012年的全国燃煤大气Pb 排放量为5811.26 t，其中人口和工业聚集地区排放量较多，燃煤、汽车尾气可增加大气中Pb的含量[18]。

1.2 土壤Pb污染现状

中国的铅锌矿产业主要集中在西南、西北和中部地区，而目前该地区的矿产区附近的土壤检测到含有较高的重金属浓度[19]。黑土是中国的珍稀资源，与其他种类土壤相比以其具有极高的肥力而有“耕地中的大熊猫”之称，具有得天独厚黑土优势的东北地区也成为中国粮食基地，近年来由于众多因素使得黑土酸化和Pb含量提高[20-21]，因此对于黑土的Pb污染问题要引起高度警惕。随着国家城镇化的进程加快，对工业地理位置做出了新的要求而使众多工厂迁移，根据对多地工业生产地活动后留下的土地进行遗留污染检测，发现在华北、华南以及沿海地区多地土壤均呈现Pb污染[22]。

1.3 植物Pb污染现状

国外的一项研究表明，秘鲁阿雷基帕地区是当地的主要农业生产地，该地之前曾受到工业废水污染，通过检测发现蔬菜中Pb含量较高，并且以健康指数（HI，为个人接触到的某一元素的危害商之和）作为指标评估，通过评估发现，食用该地产出的蔬菜对儿童和成人的致癌风险最大的为薄荷，其次为香菜[23]。类似的研究在中国也有报道。在一些市售谷物薯类食品中检测到Pb污染，并对暴露人群进行风险评估后应给予高度关注[24]。此外，有研究显示土壤中沉积的Pb导致其在冬小麦的籽粒中积累进而威胁小麦生产和食品安全[25]。在Pb 冶炼厂附近检测到小麦籽粒样品中Pb 含量升高[26]。在某电解Pb 厂附近也可检测到玉米的各个营养器官均受到Pb 的污染，并且检测到籽粒中Pb的含量超过中国食品安全的标准[27]。

2 Pb胁迫对AMF生长的影响

Pb 胁迫的条件下，AMF 的生长表现出不同的抗性。在废弃的电子工厂附近进行采样的土壤中，对Pb含量最高的两地（电子产品拆卸点和尾渣倾倒点）土样检测AMF 真菌的多样性分析，结果显示两地的AMF真菌的多样性并未降低并且甚至促进了一些AMF 真菌的生长，AM 真菌多样性指数与重金属浓度并不存在显著的相关关系[28]。在陕西省一处铅锌矿区内检测不同污染程度下AMF与植物的共生情况，发现轻度和中度的铅锌污染能促进AMF 与宿主共生关系的建立[29]。在Pb重度污染的情况下，AMF仍然表现出生长特性，对AMF的多样性影响较小。采集铅锌矿厂附近Pb 污染程度超过国内环境质量标准的16.9 倍的根际土壤样品，对54 个样本（根部、土壤、孢子）进行AMF序列建立系统发育树分析，在所有AMF 序列组中，包含Glomus、Acaulospora、Clroideoglomus、Diversispora、Pacispora、Entrophospora、Scutellospora等7 个属。检测植物刺槐根内AMF的菌群多样性，未污染地中根系中检出15个菌种，污染地植物根部检出14个菌种；检测植物刺槐根际土壤AMF的菌群多样性，未受污染场地的样品中检测到22 个AMF 种，在重金属污染土壤样品中检测到19 个AMF 种，说明Pb 污染土壤中仍然存在着多种AMF，对Pb胁迫具有一定的适应能力[30]。

AMF可以改变土壤中Pb元素的存在形式。有研究表明，与未接种AMF 的土壤相比，接种处理的土壤中以氧化物结合形式的Pb显著降低，以有机结合形式的Pb 含量增加[31]。桉树根部所含Pb 的化学形态随着Pb胁迫的程度加重向活性较高的形态转变，而在接种AMF 后植物根部的Pb 则转化为迁移能力较弱的形式，说明桉树菌根可抑制Pb在植物体内的运输以及可利用性来提高桉树的耐Pb能力[32]。

3 Pb胁迫对植物生长的影响

3.1 降低植物生物量

Pb胁迫可使植物生物量显著减少。有研究报道，柳树在不同的Pb 浓度下，处理28 d 后，观察到植株的株高和根长均受到影响而使其长度缩短[33]。2 个品种的水稻（‘桂香占’和‘农香18’）在不同含Pb量土壤中生长，Pb 胁迫下的水稻分蘖量、千粒重、产量均降低，不同组织中Pb含量分布浓度高低次序为：根＞枝条＞叶＞穗＞谷物[34]。采集中国浙江一处废弃铅铜矿厂附近的土壤以及成熟的艾草及其种子，以同省内无污染的土壤作为对照组，艾草下胚轴长度均受到Pb胁迫而被抑制，在Pb 处理时间越长，植株出现叶片萎蔫和根尖腐烂的程度越重，叶片下表皮也呈现深紫色，植株的株高、根长、根尖数量、叶片、茎干重均显著降低[35]。随着土壤中Pb 浓度从500 mg/kg 增加到2500 mg/kg，生菜鲜重从每盆24.3 g显著下降至2.83 g，此外研究还显示由于高浓度的Pb污染导致Pb在胚根中积累而使种子死亡[36]。综上表明，Pb污染可在植物中积累并且在直接接触污染源的根部吸收并通过导管运输至地上，其分布规律一般为靠近污染源的部位Pb的积累较多，远离污染源的器官组织积累量少，Pb胁迫对多种植物的生长具有抑制作用，并导致作物减产。

3.2 破坏植物体内抗氧化系统

植物受到重金属胁迫使得抗氧化系统受损而导致活性氧分子在植物体内累积导致过氧化反应[37-38]。有研究表明，在Pb 胁迫下，随着Pb 的浓度增加，桑树叶片中的超氧负离子自由基、H2O2以及丙二醛含量增加[39]。在小白菜受Pb 胁迫的生理指标研究中也有相同的反应，即小白菜根与叶活性氧自由基和丙二醛含量均增加[40]。若植物体内自由基累积过多则会导致蛋白质、核酸、多糖和膜脂分子过氧化，破坏植物体中的氧化还原平衡，从而造成细胞膜损伤，由此推断可能是Pb胁迫下植物体内过氧化而导致细胞膜被破坏，造成植物体内损伤，影响植物正常氧化代谢能力。

3.3 抑制植物光合作用

研究发现，在不同处理的Pb浓度土壤中生长的水葱，其光合速率、气孔导度和蒸腾速率随着Pb 浓度的增加而降低，当Pb浓度大于400 mg/L时叶绿素a和叶绿素b 的含量下降，以及叶绿素a/b 的比值增大，说明叶绿素b 对Pb 浓度更为敏感，而叶绿素b 是捕获光能的主要物质[41]，叶绿素b 对耐阴植物维持光合作用具有重要意义[42]。类似的反应在绢毛委陵菜也有体现，在土壤Pb 浓度提高的情况下，除了光合速率、气孔导度和蒸腾速率下降之外，对光系统II 的最大光化学效率也降低[43]。一项研究发现，苦草在不同浓度处理下含Pb 的培养基中生长，结果显示随着Pb 浓度的增加会降低总叶绿素和类胡萝卜素的含量，限制了光合色素的产生，不利于植物捕获和利用光能[44]。综上结果得出Pb污染下使得植物的光合作用能力下降，这将会影响植物获取能量和养分的能力从而限制其正常生长。

4 AMF对Pb胁迫植物生长的影响

4.1 促进植物生长发育

在Pb 污染的土壤中接种AMF，宿主植物都表现出明显的促进植物生长。比如蓖麻在Pb 胁迫下接种AMF 后成活率以及种子重量、种子油含量、脂肪酸组成和叶片总酚类化合物含量均显著提高[45]。以豆科植物牧豆树作为宿主，在Pb 污染胁迫下接种AMF 产量显著增加了44%～76%，接种AMF 后的植物在重金属Pb 胁迫下能够正常生长，这可能是AMF 可以与植物建立共生关系，相互促进生长，从而有效弥补Pb 胁迫下限制植物获取能量和营养。

4.2 提高植物光合作用

在铅锌矿工厂附近采集的废弃农田土壤中，通过比对不同品种玉米接种AMF 后的反应，以光合速率、细胞间CO2浓度、气孔导度和蒸腾速率测定植物的光合作用，与未接种AMF 的对照组相比，有40%接种AMF后的品种光合作用提高，其中的一个自交系品种(B73)光合速率是未接种AMF 对照组的4 倍，由此得出接种AMF可提高植物在对抗Pb胁迫的环境下的光合作用[46]。此外，叶绿素含量也是反映植物光合作用的指标之一，植物白茅在Pb胁迫下总叶绿素含量显著降低，接种AMF后植物总叶绿素含量显著提高[47]。

4.3 平衡植物体活性氧分子

测定植物过氧化的指标有NADPH氧化酶活性以及丙二醛(MDA)的浓度，NADPH 氧化酶可诱导电子传递，可将自身电子传到O2形成超氧负离子而具有氧化性，是活性氧分子的主要来源之一[48]。而过多的丙二醛将导致植物脂质过氧化。测定活性氧分子的常用指标有超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化氢酶(CAT)、过氧化物酶(PX)、谷胱甘肽还原酶(GR)等抗氧化酶以及低分子量抗氧化化合物，如抗坏血酸(ASA)和谷胱甘肽(GSH)。研究发现，与非Pb 胁迫相比，Pb 胁迫处理增加了植物蒺藜中超氧负离子以及MDA 含量。在1000 mg/kg Pb 胁迫处理下，通过AMF 接种，SOD、CAT、PX、GR 活性分别增加了104%、12%、22%、30%[49]。由此说明接种AMF 降低了植物体内超氧负离子以及MDA 含量，植物在Pb 胁迫下平衡活性氧分子而生长，AMF 的接种起到了重要作用，这可能是接种AMF可以提高植物体内抗氧化酶的含量，从而抵消Pb胁迫下加剧植物的氧化程度的结果。

4.4 转运并降低植物体内Pb的积累量

通过生物富集系数(BCF)和易位系数(TLF)这2个指标可测量植物吸收、积累和转运重金属的能力。研究表明，在未接种AMF的大豆中Pb含量最高且Pb的生物富集系数大于1，而在不同浓度的重金属Pb 处理下接种AMF可降低对大豆植株Pb的生物富集系数和Pb 的易位系数[50]。也有研究证明植物根中Pb 含量随着土壤中Pb 含量升高而上升，在接种AMF 后发现提高Pb浓度水平后植物根内Pb浓度不再上升并保持恒定，表明在接种AMF 后可降低植物体内Pb 的含量[51-52]。在Pb 胁迫下，与未接种AMF 的处理相比，AMF 的接种使根细胞壁Pb 含量/根系Pb 含量比例提高了，并增加了果胶部分的多糖和糖醛酸含量，以及提高了细胞质和细胞壁中的过氧化物酶活性[53]。这可能是由于果胶和糖醛酸具有固定重金属的作用，并且细胞质和细胞壁中的过氧化物酶可以使植物的细胞壁硬化进而避免Pb进入植物根系内环境中，保护植物组织免受Pb胁迫的影响。由此证明接种AMF的植物可以将地上部分积累在植物的Pb通过导管转运至根中，并且在Pb 胁迫加剧的情况下AMF 可降低植物根中Pb的含量而保护植物的正常生长，表明AMF的接种可以降低植物内环境的Pb浓度。

5 AMF联合修复Pb污染土壤的应用

5.1 AMF和木质素衍生生物炭联合修复

木质素(LN)是一种天然高分子植物纤维，其网状立体结构以及丰富的可结合重金属的羟基和羧基官能团，以吸附的方式治理重金属污染，并且结合其自身易获取、来源广、低成本的优势使其成为研究吸附重金属材料的热点[54]。生物炭是一种有利于提高土壤质量的木炭，有别于燃烧后释放温室气体传统燃料，有研究发现，生物炭不仅促进AMF 的定殖和植物生长，还可以降低土壤以及植物枝条的Pb 含量[55]。木质素衍生生物炭(LBC)则是以木质素为原料并进行特殊改良的材料。有学者利用未处理过的经Pb 酸电池污水污染的土壤种植大麦并且以AMF、木质素和木质素衍生生物炭为自变量做了多个处理（单独施用AMF接种物、LN和LBC 以及AMF 接种物与LN 和LBC），结果发现与其他处理相比，LBC+AMF 组合处理后植物的枝条、根、谷粒中Pb 的含量大大降低，根侵染率、总球囊霉素、相关土壤蛋白含量、微生物量碳提高。由于AMF与植物根产生侵染作用，具有抑制植物吸收利用Pb离子的作用，同时木质素衍生生物炭以其网状结构具有大量可吸附的面积以及吸附重金属的官能团可将土壤中Pb 吸附从而减低植物生长环境的Pb 含量，两种结合使用可以促进植物抵御外界Pb 胁迫对其造成的不利影响[56]。

5.2 AMF和干橄榄渣的联合修复

尽管有不少种类的AMF仍可生存于受Pb污染严重的地区，并且可促进植物抗重金属Pb 胁迫，但是一般而言，AMF 的多样性以及数量会随着Pb 浓度的增加而减少，这将大大降低AMF 对植物抗重金属Pb 的效能。橄榄鲜果可用于获取食用油脂，其被加工后所剩的橄榄残渣经腐生真菌加工修饰成为可改良土壤理化性质的土壤改良剂[57-58]，有研究表明，经真菌转化的干橄榄渣可提高土壤中真菌多样性以及增大真菌群落规模[59]，在干橄榄渣与接种AMF 的处理时，在小麦的芽和谷粒中均未检测到Pb，且对地上部分的生物量没有影响，在小麦根部中发现Pb的积累，因而AMF减少了Pb向植物上部可食部分的转运，同时干橄榄渣导致植物增强了根外菌丝量[60]，由此表明，这可能是干橄榄渣在Pb 胁迫下通过促进植物对磷的吸收以及提高AMF 与植物建立更稳定的共生关系而维持植物的保护机制。

5.3 AMF和蚯蚓的联合修复

目前，已有相关研究报道关于AMF与蚯蚓的联合使用在抵抗重金属胁迫方面的研究，AMF与蚯蚓的联合使用可以促进玉米吸收养分进而促进其生长[61]。有研究发现在Pb 污染土壤中以豆科植物银合欢为宿主植物，蚯蚓和AMF 的处理可将土壤中Pb 的金属流动性减少了14%～25%，同时降低了根系中Pb的浓度，但对叶和茎的Pb浓度影响甚微，而探究仅在蚯蚓的单因素作用下对植物体内Pb 含量没有影响，而与AMF 结合时可以促进植物应对环境Pb 胁迫。该共同作用使Pb在植物体内运输受到制约，并且有利于使植株产量增加大于30%，促进植物对N、P和K的吸收，进而有助植物生长[62]。

6 总结与展望

综上所述，植物在Pb 胁迫下接种AMF 可以增加根部的渗透压减少对Pb 的吸收，降低植物内Pb 的含量，并且可以将植物体内的Pb排出体外而增加植物在Pb胁迫下的适应能力，进一步证明了AMF具有抵抗Pb胁迫的作用，使得人们对于这一发现有了进一步的肯定。但是对于AMF提高植物抗Pb胁迫在分子机制层面和AMF自身在抵御Pb胁迫的机理的研究较少，以及菌根真菌提高植物抗Pb胁迫方面因不同植物而相互作用不同，同时具体情况还应该考虑各地土壤理化性质以及每个地点特有的其他条件（植被、原生微生物群落等），在这些方面的研究仍具有较大的拓展空间。