2015, Vol. 36
菌根(Mycorrhiza)是一类土壤真菌与高等植物根系形成的共生体系. 能形成菌根的这类土壤真菌即为菌根真菌(Mycorrhizal fungi)，其在自然生态系统中广泛存在，绝大多数陆地高等植物都能形成菌根共生体[1]. 根据形态和解剖学特征，菌根分为内生菌根(Endomycorrhiza)、 外生菌根(Ectomycorrhiza)和内外生菌根(Ectoendomycorrhiza). 在菌根共生体系中，植物为菌根真菌提供碳水化合物，而菌根真菌则通过其庞大的根外菌丝网络促进植物对水分及矿质养分(尤其是移动性较差的养分如 P和 Zn 等)的吸收[2,3,4]. 此外，菌根还可以通过促进土壤颗粒的团聚作用改善土壤结构[5, 6].
自1981年Bradley等[7]在 Nature 上报道石楠菌根可以减少植物对过量重金属Cu和Zn的吸收后，菌根共生体在植物适应重金属污染环境中的作用得到越来越多的关注. 大量的研究证实[8, 9, 10]，在重金属污染土壤中，菌根真菌一方面可以帮助植物吸收矿质养分促进其生长，从而增强植物对重金属污染的耐受能力，另一方面菌根真菌自身能够吸收、 固持重金属，从而在一定程度上降低土壤重金属对植物的有效性和毒性[11, 12, 13]. 有关菌根真菌增强植物重金属耐受性已有较多研究报道[14, 15, 16, 17]，但有关菌根真菌自身耐受重金属的生理及分子机制研究却相对较少，这也限制了菌根技术在重金属污染环境治理中的应用. 基于此，本文综述了近年来国内外有关菌根真菌耐受重金属机制的最新研究成果，以期推动相关研究进展.
1 重金属污染环境中的菌根真菌
重金属污染会影响菌根真菌的多样性[18, 19]. 一般认为，重金属污染土壤中的土著菌根真菌耐受重金属的能力较强，能够在重金属污染生境中存活的菌根真菌对污染环境产生了一定的适应性[20, 21, 22]. Weissenhorn等[20]在含有Cd(NO3)2的培养基质中进行孢子萌发实验时发现，分离自Cd污染生境中的两株摩西球囊霉Funneliformis mosseae(旧名为Glomus mosseae)的孢子萌发率与菌丝生长能力均优于分离自未污染生境中的菌株. 类似地，Sudová等[23]也证实，来自重金属污染土壤中的根内球囊霉Rhizophagus irregularis(旧名为Glomus intraradices)菌株对Pb的耐受性比分离自未污染土壤中的根内球囊霉菌株要强. 在相同的Pb处理水平下，从污染地分离的根内球囊霉菌株的菌根侵染率、 丛枝和泡囊丰度均显著高于未污染地分离的菌株. 文献资料显示，丛枝菌根真菌中的巨孢囊霉属(Gigaspora)与球囊霉属(Glomus)在重金属污染土壤中出现较多，这可能与它们具有较高的产孢率相关[24]. 外生菌根真菌中的子囊菌类(Ascomycete)[25, 26]和担子菌类(Basidiomycetous)[26]通常出现在重金属污染的生境中，被认为对逆境具有较强的适应性. Colpaert等[27]从不同程度Zn污染的土壤中分离到235株外生菌根真菌，它们属于4个种，分别为：褐环乳牛肝菌(Suillus luteus)、 粘盖牛肝菌(Suillus bovinus)、 浅黄根须腹菌(Rhizopogon luteolus)、 卷边桩菇(Paxillus involutus). 这些外生菌根真菌对Zn的耐受性各不相同，其中3种来自于Suilloid 的进化分支对Zn具有耐受性，且耐受性的大小与污染源距离密切相关，距离污染源越远，出现耐受型菌株的几率越小. 而卷边桩菇(Paxillus involutus)对Zn却没有耐受性. 因此,外生菌根真菌的抗重金属能力可能受其生长的环境和菌株自身生物学特性的共同影响. 2 菌根真菌对重金属的耐性机制
菌根真菌自身能够采取多种机制抵御重金属的毒害，主要包括细胞外机制与细胞内机制. 细胞外机制包括阻止重金属离子进入细胞，以及提高金属离子由细胞内向细胞外的排放. 细胞内机制则主要是通过细胞质内的多肽类物质或者多聚磷酸盐类的络合作用降低重金属的毒性，将重金属离子区隔化至液泡中降低其毒性，以及细胞内产生抗氧化酶类物质以减轻重金属引起的氧化胁迫[28]. 考虑到外生菌根真菌和丛枝菌根真菌在繁殖方式、 生理生态特征和功能机制等方面不尽相同，以下对外生菌根真菌与内生菌根真菌的重金属耐性机制分别进行介绍. 2.1 外生菌根真菌对重金属的耐性机制 2.1.1 细胞外机制
(1) 有机酸螯合作用
外生菌根真菌抵抗重金属的一个重要机制是能够分泌有机酸、 蛋白质、 氨基酸等有机物. 这些物质能够与重金属离子螯合，进而降低重金属的可移动性或者生物可利用性，从而减轻重金属的毒害[29, 30]. 外生菌根真菌能够向土壤中分泌草酸、 柠檬酸、 苹果酸、 琥珀酸等有机酸[31, 32]. 这些有机酸的去质子化作用能够影响根际pH，进而影响重金属元素及矿质元素的活性[33, 34]. 草酸、 柠檬酸、 苹果酸、 琥珀酸等能与多种金属离子(Ca2+、 Cd2+、 Cu2+、 Pb2+、 Fe3+)形成不同的络合物[35, 36]. 有些重金属离子在有机酸的作用下形态改变，毒性降低[10]. Tam[37]通过 X-射线能谱分析发现，耐重金属菌株彩色豆马勃(Pisolithus tinctorius)的分泌物含大量磷酸盐结合态铜和锌. Ahonen-Jonnarth等[31]报道，与未接种菌根真菌的樟子松幼苗相比，接种菌根真菌的幼苗在Al胁迫下能够分泌更多的草酸，而草酸能够很好地螯合Al. 在不同浓度Pb(10 μmol ·L-1、 100 μmol ·L-1)和Cd(1 μmol ·L-1、 10 μmol ·L-1)处理下，樟子松幼苗接种外生菌根真菌之后，草酸的分泌量显著增加. 并且，接种斑粘盖牛肝菌(Suillus variegatus)、 粘盖牛肝菌(Suillus bovinus)、 卷边桩菇(Paxillus involutus)以及红根须腹菌(Rhizopogon roseolus)主要分泌草酸(oxalate)，而接种毡毛粘滑菇(Hebeloma velutipes)以及Piloderma byssinum主要分泌除草酸外的其他有机酸类，像丙二酸、 延胡索酸、 甲酸、 乙酸、 丙酸、 丁酸以及柠檬酸等[38]. 这些表明有机酸的螯合作用在菌根真菌抵抗重金属毒害过程中具有重要作用.
(2) 铁载体对重金属的络合作用
重金属污染的陆生生态系统中，由外生菌根真菌产生的铁载体有可能调节重金属离子的迁移，影响重金属的生物有效性. 铁载体(Siderophores)是一种可以结合铁离子并且供给微生物细胞的低分子量物质，分为氧肟酸盐型(Hydroxamates)、 儿茶酚盐型(Phenolatescatecholates)和羧酸盐型(Carboxylates). 铁载体主要存在于细菌、 真菌等微生物中，真菌往往合成氧肟酸盐型铁载体. 目前文献中报道只有极少数种类的外生菌根真菌能够分泌铁载体，分泌的铁载体主要以铁菌素为主. 铁菌素是一种抗革兰氏阳性菌的抗生素. 土生空团菌(Cenococcum geophilum)是第一种检测到分泌铁载体的外生菌根真菌. Colpaert等[42]通过HPLC-MS(HPLC，mass spectrometry)以及核磁共振技术(NMR spectra)检测出这类菌根真菌主要产生异羟肟酸盐型(hydroxamates)铁菌素. Van Hees等[39]研究发现，与樟子松幼苗共生的大毒滑锈伞(Hebeloma crustuliniforme)真菌的外生菌丝同时释放有机酸与铁载体.
铁载体不仅能够与Fe3+结合，也能够与其它金属离子，诸如Al、 Cd、 Cr、 Cu、 Pb、 Mn、 Zn以及一些锕系元素(如Pu、 Th、 U等)形成稳定的络合物[40, 41]. 铁菌素在水溶液中能够与三价离子(Fe3+、 Al3+、 Cr3+、 Ga3+等)形成单核络合物，与二价离子(Cu2+、 Zn2+)形成多核络合物[40]. 铁载体的这些特性对于外生菌根真菌耐受重金属具有重要的贡献. 不同的菌种或菌株会产生不同类型的铁载体，其所起的络合作用也不尽相同. 目前对于在共生或者纯培养的条件下外生菌根真菌及其产生铁载体的研究还较少.
(3)外生菌根真菌对重金属的吸附作用
外生菌根真菌的菌丝鞘、 子实体、 外生菌丝甚至是已经死亡的生物质都能够固持重金属离子，从而减轻重金属的生物可利用性[42]. 外生菌根真菌的根外菌丝(extraradical mycelium，ECM)具有较高的阳离子代换量(CEC)和金属吸附能力，这在很大程度上有助于其耐受重金属[43]. 对外生菌根真菌菌丝表面离子交换功能的研究表明，双色蜡蘑(Laccaria bicolor S238)菌丝CEC为 2000～3000 mmol ·kg-1，而卷边桩菇(Paxillus involutus 553)菌丝CEC为800～1200 mmol ·kg-1[43].
菌丝体细胞壁成分如几丁质、 纤维素、 纤维素衍生物等均能与金属离子结合[44, 45]. 菌丝体细胞壁中含有的一些自由氨基酸以及羧基、 羟基等官能团带有负电荷，能够吸附带有正电荷的重金属离子，并将其固定在细胞壁上，从而阻止重金属离子进入真菌细胞[9]. 菌丝细胞的原生质膜也可吸附重金属离子[24]，并且能通过原生质膜上的离子交换，将重金属离子运出细胞. 对某些外生菌根真菌而言，如：卷边桩菇(Paxillus involutus)，它们的细胞膜对Cu、 Zn等必需元素有运输/调节功能，而对有毒的Cd 离子则具有排斥作用[43]. 外生菌根真菌中的黑色素也是一种有效的生物吸附剂，可提高真菌对重金属胁迫的耐受性[46]. 在Cu胁迫的环境中，外生菌根真菌产生的黑色素有利于提高其对Cu的耐受性[47]，这主要是因为黑色素中具有的羧基、 酚类、 羟基以及氨基基团等能够吸附金属离子[48]. 黑色素对于重金属离子的吸附能力大小顺序为：Cu>Cd>Mn>Zn[49].
2.1.2 胞内机制
(1) 细胞内螯合作用
重金属一旦进入外生菌根真菌菌丝体细胞，细胞内的金属硫蛋白、 糖蛋白、 聚磷酸盐、 氨基酸、 有机酸等物质均能与重金属结合，形成重金属结晶或沉淀，降低金属离子的活性，从而起到减轻或解除重金属毒害的作用[50, 51]. 细胞内的羧酸类物质，如柠檬酸(Citric acid)、 苹果酸(Malic acid)，以及丙二酸(Malonic acids)等能与重金属离子形成复合物. Cromack等[52]在外生菌根真菌中发现了草酸钙晶体. 半胱氨酸(Cysteine)、 组氨酸(Histidine)、 谷氨基酸(Glutamic acids)以及甘氨酸(Glycine)等氨基酸类物质也具有类似作用[9, 28, 53].
金属硫蛋白(metallothionein，MT)是由微生物和植物产生的金属结合蛋白，富含半胱氨酸的短肽，对多种重金属有高度亲和性. Morselt等[54]于1986年首次发现外生菌根真菌豆包菌(Pisolithus tinctorius)对于重金属的耐性有赖于金属硫蛋白式的多肽类物质[55]. 研究发现外生菌根真菌漆蜡蘑(Laccaria laccata)，不论其来自Cu污染的生境还是未污染的生境，在Cu胁迫条件下耐性较强的菌株培养基质中均检测到了Cu离子结合蛋白. 对于卷边网褶菌(Paxillus involutus)也具有同样的结果[56]. Ramesh等[57]利用竞争性定量逆转录-聚合酶链反应分析(competitive RT-PCR，cPCR)的方法将分离自外生菌根真菌粘花菇(Hebeloma cylindrosporum)中合成金属硫蛋白相关的两个基因 HcMT1、 HcMT2 全长的cDNAs转入酵母突变体中进行功能验证，发现在重金属胁迫的条件下， HcMT1与HcMT2 能够分别编码具有相应功能的多肽链来抵抗Cu的胁迫.
(2) 液泡区室化
外生菌根真菌耐受重金属的一个重要机制是将细胞膜上的离子排出或者转运至液泡中进行区室化分隔从而降低细胞质内重金属的毒性. 重金属离子在菌根真菌的细胞内经过细胞质金属硫蛋白、 有机酸、 氨基酸及多聚磷酸盐等的螯合作用以后，被转运至液泡内进行区室化固定，从而与细胞中其它组分隔离，起到解毒作用. 外生菌根真菌通过分泌多聚磷酸盐将重金属离子螯合在液泡内，也是其耐受重金属毒害的一种重要机制[28]. Hartley等[58]报道，外生菌根真菌在液泡内能形成不溶性颗粒态多聚磷酸盐，应用电子能量消耗光谱和电子光谱显微镜技术检测到外生菌根真菌细胞内大量的金属与多聚磷酸盐结合. Väre[59]用能量分散 X 射线分析发现，聚磷酸铝颗粒位于外生菌根真菌斑粘盖牛肝菌(Suillus variegatus)内，这可能是其在高浓度Al的生长基质中解除Al毒的主要机制[60]. Martin等[61]也发现在高浓度Al胁迫下，外生菌根真菌双色蜡蘑(Laccaria bicolor)中多聚磷酸盐与Al 形成颗粒状物质.
(3) 抗氧化胁迫酶类以及相关功能基因的表达提高外生菌根真菌其对重金属的耐性
外生菌根真菌耐受重金属的机制，除了络合固持以及区隔化机制之外，还可以通过分泌抗氧化胁迫的酶类物质来减轻重金属的生理毒害[28]. Ott等[62]研究外生菌根真菌卷边桩菇(Paxillus involutus)的抗氧化系统对Cd胁迫的反应时发现，Cd处理诱导了超氧化物歧化酶(SOD)活性的增强; 并且在所有浓度Cd处理条件下，卷边桩菇通过增加谷胱甘肽(GSH)浓度来阻止H2O2 在体内的积累.
金属硫蛋白(MTs)除了能够与重金属离子形成螯合物之外，当重金属胁迫引起活性氧自由基(ROS)时，其去氧化的硫醇基团还能够保护细胞免受氧化胁迫的损伤. 在不同的重金属污染环境中，外生菌根真菌可能会通过编码不同的金属硫蛋白而有针对性的解除重金属的毒害. 目前，相关领域的科学家已从一些菌根真菌中分离出调控抗重金属胁迫相关蛋白合成的基因. Bellion等[63]自外生菌根真菌卷边桩菇(Paxillus involutus)分离鉴定的Pimt 1 基因具有编码金属硫蛋白的功能，该基因在酵母突变株中的表达赋予了超敏感型菌株对于Cd、 Cu的耐受性. 另外，该基因在Hebeloma cylindrosporum的超表达使得其对于Cu的耐受性增强.
(4)重金属离子在菌根真菌中的分布
随着研究手段的改进，重金属离子在菌根真菌中的分布也取得了较多的研究成果. 外生菌根真菌能够将重金属积累在它们的子实体内，由于菌种不同、 重金属种类各异，子实体中积累的浓度也具有较大的变异. 有研究发现[53, 64]，积累在外生菌根真菌子实体中的重金属浓度平均值大概是[53]：Ti，11.94 mg ·kg-1; Sr，1.07 mg ·kg-1; Bi，1163.86 mg ·kg-1; Mn，17.49 mg ·kg-1.
重金属在菌根真菌中的分布具有特异性. 例如：Cd主要固持在外生菌根真菌哈蒂氏网的细胞壁上; Zn则在菌根真菌的细胞壁与细胞质中均有累积[65]. 对于外生菌根真菌粘盖牛肝菌(Suillus bovinus)来讲，Pb、 Zn主要固定在其菌丝鞘里面. Denny等[66]曾报道，Zn主要与彩色豆马勃(Pisolithus tinctorius)的细胞壁或菌丝外黏液结合. 由电子能量损失光谱与电子光谱影像分析可知，外生菌根真菌Pisolithus arrhizus菌丝体内重金属主要沉积在真菌细胞壁表面的色素和不透明颗粒中[44].
2.2 内生菌根真菌对重金属的耐性机制
2.2.1 细胞外机制
(1) 有机酸螯合作用
与外生菌根真菌一样，内生(AM)真菌与重金属的螯合作用是其耐受重金属的机制之一. 当土壤中的重金属达到毒害水平时，真菌细胞壁分泌的黏液与真菌组织中的聚磷酸盐、 有机酸根离子或者无机酸根离子等均能结合过量的重金属元素，降低重金属的可移动性[67].
(2) 球囊霉素对重金属的吸附作用
球囊霉属丛枝菌根真菌能够分泌一类特殊糖蛋白：球囊霉素(Glomain). 该类糖蛋白由根外菌丝产生，牢牢地固定在菌丝细胞壁和真菌孢子中，释放到土壤中后可形成球囊霉素相关蛋白(glomalin-related soil protein，GRSP)[68]. GRSP主要由蛋白质和碳水化合物组成，其中碳水化合物为葡萄糖或蔗糖. 目前球囊霉素的组分和结构还没有完全确定，可能是在疏水作用下重复单体相互结合的复杂产物[69]. 超过80%的真菌菌丝中存在有球囊霉素蛋白[28, 70]. GRSP在土壤中广泛存在，常态下不溶于水，具有一定的热稳定性，能够增加土壤颗粒的团聚性，稳定土壤结构[71]. 在重金属污染土壤中，GRSP能够与重金属元素结合，并通过吸附、 隔离作用，过滤重金属或者降低重金属的生物可利用性. González-Chávez等[70]研究发现，在Cu、 Cd、 Pb污染的土壤中，每千克的GRSP对Cu、 Cd和Pb固定量可分别达到4300、 1120和80 mg，而且土壤中GRSP的含量与重金属的浓度显著正相关[30].
(3)AM真菌对重金属的吸附作用
AM真菌的菌丝具有较强的重金属吸附能力[72]. 陈保冬等[73]发现，丛枝菌根真菌菌丝体可分别吸附相当于自身干物质质量1.6%、 2.8%、 13.3%的Mn、 Zn、 Cd. 这可能是因为AM真菌中具有半胱氨酸有机配位体，能够对过量的Zn和Cd起螯合作用，形成一类“金属硫因”的结合物质[67]. 除了这些有机配位体之外，重金属还被吸附到AM真菌菌丝细胞壁的无机结合位点上. 菌丝体细胞壁中含有的一些自由氨基酸、 羧基、 羟基、 磷酸根以及巯基基团等均带有负电荷，能够吸附带有正电荷的重金属离子，并将其固定在细胞壁上，从而阻止重金属离子进入真菌细胞[9, 28]. 此外，丛枝菌根真菌的泡囊也起到积累有毒物质的作用[53]. 与必需的金属离子相比，有毒的或者是非必需的重金属离子，如Cd也可以被吸附在孢子上[74]，Cu离子主要储存在其孢子的液泡内[75].
2.2.2 胞内机制
菌根真菌抵抗重金属毒害的机制涉及不同的生理过程而非单个机制发挥作用[58]. AM真菌在细胞内对于重金属的耐性机制与外生菌根真菌的机制类似. 重金属进入真菌菌丝体后，被细胞内的有机酸类以及金属硫蛋白等物质螯合; 或者是被转运至液泡中隔离，或者被排至细胞外以缓解重金属的毒害作用. 除了细胞内的络合固持以及液泡的区隔化机制之外，AM真菌还可以通过分泌抗氧化胁迫的酶类物质来减轻重金属的生理毒害[28]. Lanfranco等[76]在珠状巨孢囊霉(Gigaspora margarita)中发现了一个编码Cu/Zn 超氧化物歧化酶(SOD)的基因GmarCuZnSOD，该基因的表达能够降低由Cu、 Zn引起的活性氧自由基(ROS)的活性，以此来避免遭受氧化胁迫. Ouziad等[77]利用抑制削减杂交方法在生长于不同浓度Zn环境中的根内球囊霉Rhizophagus irregularis的菌丝中发现了几个EST序列，这些序列可能参与编码清除活性氧自由基(ROS)相关的酶，如谷胱甘肽(GST)、 超氧化物歧化酶(SOD)、 细胞色素P450(cytochrome P450)，以及硫氧还蛋白(Thioredoxin)等. 另外，由Cd、 Cu或者Zn 引起的GST基因 4b07 转录水平的上调显示了菌根共生体菌丝中GSTs 参与了重金属解毒过程[74]. 不过，到目前为止只有极少数编码清除活性氧自由基蛋白的基因被发现并进行了功能验证[76, 78, 79].
目前，相关领域的科学家已从一些菌根真菌中分离出调控抗重金属胁迫相关蛋白合成的基因，如从玫瑰红巨孢囊霉(Gigaspora rosea)根外菌丝中分离的GrosMT 1 基因[80]，这些基因均具有编码金属硫蛋白的功能，它们的表达与菌根真菌抵抗Cu胁迫以及保护根外菌丝细胞膜过氧化伤害密切相关. González-Guerrero等[78]报道了根内球囊霉(Rhizophagus irregularis)中的一个编码金属硫蛋白功能的基因GintMT 1 ，该基因的表达能够调节根外菌丝细胞膜上由Cu胁迫引起的氧化还原状况的变化. Lanfranco等[81]在丛枝菌根真菌珠状巨孢囊霉(Gigaspora margarita BEG34)中发现了编码金属硫因蛋白的基因GmarMT 1 ，将该基因转入到极敏感的裂殖酵母(Schizosaccharomyces pombe)中时，与非转基因的裂殖酵母菌株相比，该菌株表现出更强的Cd、 Cu耐受能力.
Ikura等[82]和Zimber等[83]先后在根内球囊霉(Rhizophagus irregularis)的EST文库中发现了响应重金属胁迫相关蛋白的合成基因，其中包括调控组氨酸乙酰基转移酶合成的基因，这些基因与菌丝细胞核积累重金属的能力密切相关. 最近，González-Guerrero等[84]又从根内球囊霉(Rhizophagus irregularis)中分离到参与改善丛枝菌根真菌对重金属Cu、 Cd胁迫，以及缓解根外菌丝过氧化伤害有关的GintABC1基因. Gonzalez-Guerrero等[79]研究发现，丛枝菌根真菌根内球囊霉(Rhizophagus irregularis)处于Zn胁迫的环境中时，外生菌丝中属于CDF家族的Zn 转运基因(GintZnT 1 )的转录水平升高，推测该基因与Zn离子的平衡调节有关. AM真菌中有关重金属离子转运基因在重金属的流入与外排中所起的作用尚需进一步研究.
3 菌根真菌对重金属耐性的遗传稳定性
有关菌根真菌重金属耐性的遗传稳定性的文献报道还比较少. 研究发现菌根真菌对重金属的耐性并非稳定不变. Malcová等[85]研究发现，从Mn污染土壤中分离出的球囊霉属真菌在无Mn的基质中培养两年后，其对Mn的耐受性显著降低. Weissenhorn等[86]提到，在没有重金属胁迫的环境中经过6个月的培养，发现原先忍耐Cd、 Zn的丛枝菌根真菌逐渐失去对这两种重金属的耐受性. Kelly等[87]也报道了分离自酸性土壤中的两株耐Al的明球囊霉Rhizophagus clarus(旧名为 Glomus clarum)在中性的培养基中培养的时间越长，菌株对铝的耐受性越弱. 由此可见，某些菌根真菌在重金属污染的环境中产生相应的耐性，而环境压力一旦消除，其相应的耐性也会随之消失，即耐性是环境选择造成的，并不具有遗传特性.
经过单一的重金属处理也可提高丛枝菌根真菌对重金属的耐受性. Boyle等[88]研究证实，从长期生存在含Zn的污泥中分离到一种菌株，其对Zn和Cd均具有耐受性. 如果将该菌株在Cd胁迫的生境下再处理一年，发现该菌株对Cd的耐受性显著提高，而对Zn的耐受性没有明显变化. 同时也发现，从未污染的土壤中分离的苏克兰球囊霉Funneliformis caledonium(旧名为Glomus caledonium)在砷污染的基质中培养时同样具有较高的孢子萌发率[89]. 这种情况的出现可能与其自身的特殊基因有关系，在砷污染环境的诱导下，其自身存在的砷抗性相关的基因得以表达，从而表现出对砷的抗性. 笔者认为真菌可能如同植物一样，其抗重金属基因型的产生符合文献[90]的观点，也具有两种可能的机制：①经过许多世代逐渐积累并传递下来的所谓“隐藏着的突变”(正常条件下不表达)，在现代人为污染环境中表达，形成抗性突变体. ②受污染胁迫，真菌的遗传物质发生自发或定向突变，形成抗性突变体. 所以，菌根真菌对于重金属的耐受性在外界条件稳定的情况下，其遗传基因极可能会稳定地表达.
对于外生菌根真菌来讲，在重金属污染胁迫下，同一种类中耐受性强的菌株逐渐适应了环境，而那些耐受性差的菌株则被淘汰，而并不是完全被耐受性强的其它种类所代替[27,91,92,93]. 这也从侧面说明了，菌根真菌在环境压力的选择下，其自身的变异比较大，因而其对环境的适应性也比较广泛. 在实际应用中人们可以充分利用菌根真菌的这一特点，通过筛选和驯化的方式提高菌根真菌对重金属的耐性.
在重金属污染的环境压力下，菌根真菌能够产生相应的耐性，但有些耐性不能够稳定地遗传，而有些则会稳定遗传. 这需要更加深入研究其分子机制，通过基因的分离等相关技术明确哪些耐性是由基因所调控的，哪些耐性在环境压力的诱导下能够稳定地表达，为充分利用菌根真菌进行高效的土壤修复奠定理论基础.
4 菌根真菌重金属耐性的评判标准
目前评价菌根真菌对于重金属耐性的标准还未统一. 文献资料中有关的报道一般是在菌根真菌与宿主植物共生的条件下，通过检测菌根真菌的孢子萌发、 菌丝生长和产孢能力以及侵染率来判断其对重金属的耐受性. 在污染生境中，能够萌发并具有菌丝生长能力的菌根真菌对该环境中的重金属必然具有一定的耐受性，而菌丝具有吸附、 吸收重金属的能力. 菌丝密度的大小能够指示菌根真菌对于重金属的耐受能力，可以将此作为衡量菌根真菌对于重金属耐受性的一个指标. 不论外生菌根真菌还是内生菌根真菌，在重金属污染地区分离出来的菌种，始终能保持较高的侵染率. 侵染率高时说明该菌种或菌株的孢子萌发能力或者菌丝生长能力较强，与宿主植物的匹配较好，因而菌根侵染率也能够指示菌根真菌对于重金属的耐性强弱.
5 展望
菌根真菌资源丰富，数量庞大，广泛存在于重金属污染的各种土壤中，利用菌根技术修复重金属污染的土壤已经引起环境学家和生态学家的广泛关注. 对于菌根真菌耐受重金属污染机制的研究近几年有了突破性的进展. 外生菌根真菌可以在人工纯培养的条件下生长，也可脱离植物独立存在，这有助于研究其菌丝和子实体对重金属的吸收，因而对外生菌根真菌的研究相对较多. 由于丛枝菌根真菌是专性活体营养微生物，迄今尚不能完全在离体条件下纯培养，只能依赖活体植物对其进行繁殖，这在一定程度上限制了丛枝菌根真菌的深入研究. 利用离体毛状根与丛枝菌根真菌建立共生体系，能够获得某一种类的纯培养. 特别是利用二分室的培养皿进行培养的方式，在菌丝室一侧能够获得丛枝菌根真菌的菌丝与孢子，为利用分子手段深入研究丛枝菌根真菌对重金属的耐性奠定了基础.
当前有关菌根真菌对于重金属的耐性机制以及在修复重金属污染土壤的应用中还存在一些瓶颈和障碍，有待于深入研究.
(1)进一步揭示菌根真菌耐受重金属的分子机制. 目前人们已从菌根真菌细胞中分离到一些与抗重金属相关的基因，然而菌根真菌对重金属的耐受性是一个复杂的生理过程，其详细过程还不清楚. 未来的研究将更多地采用分子生物学技术，从基因层面探究菌根真菌耐受特定重金属的机制，以期揭示菌根真菌耐受重金属的共性与专性机制.
(2)筛选与判定优良菌根真菌菌株. 菌根真菌，特别是丛枝菌根真菌，是一类最古老、 分布最广泛的菌根真菌，能适应各种不同的生境. 今后应加强对不同种类菌根真菌生理功能的研究，诸如其对营养元素的吸收效率以及对不同重金属的耐性强弱等. 从应用角度考虑，制定简单易行的评价标准，在诸多菌根真菌中寻求生态适应性较广的高效优良菌种，为促进菌根真菌的应用奠定基础.
(3)注重土著菌根真菌和菌群的应用. 目前很多研究仅考虑了一株或几个菌株，而自然土壤中往往存在不同种属的菌根真菌，不同菌根真菌在侵染能力、 菌丝生长等方面都存在差异. 在应用菌根真菌时应考虑真菌的种类和生物学特性的差异对重金属耐性的影响，而且应该更多关注土著菌根真菌群落在污染土壤修复中的可能应用. 由此可以从需要治理的污染生境中或相似的生境中分离出菌根真菌，然后利用含有类似污染物的基质或者是污染生境的原土进行菌剂的生产培养，以保证菌剂对于重金属的耐性不会丢失. 另外，重金属污染的土壤是一个复杂的生境，利用菌群进行污染修复治理，能够保证菌种的多样性，增加菌根真菌与宿主植物的匹配适应性，提高修复治理的效率.
(4)推进菌根修复技术发展. 随着对菌根真菌生理及和生态功能研究的深入，菌根技术的实际应用与推广将得到加强. 目前，外生菌根技术在引种、 菌根化育苗造林等方面的应用已发展成为较为成熟的技术，丛枝菌根真菌在污染土壤的生态恢复方面也取得了较好的应用示范效果. 尽管广泛采用菌根技术修复污染土壤仍面临较多挑战，包括菌剂的大规模生产和标准化，丛枝菌根真菌的纯培养尚待技术突破等，但在全球生态环境问题日益严峻大背景下，菌根修复污染土壤具有较高的生态效益，因而其在环境保护和污染治理领域必将有着非常广阔的应用前景.
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