楊 麗，燕傳明，賀 卓，盛下放，何琳燕

（農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境微生物重點(diǎn)實(shí)驗室，南京農(nóng)業(yè)大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，南京 210095）

我國人均耕地少，土壤重金屬污染嚴(yán)重影響蔬菜安全生產(chǎn)，給人類健康造成威脅[1-2]。近年來，珠三角和長三角等地區(qū)均有菜地土壤重金屬污染超標(biāo)的報道，以Cd、Pb污染為主，葉菜類、根莖類和瓜果類蔬菜中Cd、Pb顯著超標(biāo)[3-4]。當(dāng)前，國內(nèi)外都在積極尋找有效治理土壤重金屬污染的方法，穩(wěn)定與提取成為重金屬污染土壤治理的主要思路。針對大面積中輕度重金屬污染的農(nóng)田土壤，起固定重金屬作用的有機(jī)、無機(jī)修復(fù)劑受到廣泛關(guān)注[5-7]。這些修復(fù)劑主要包括硅鈣物質(zhì)、含磷材料、有機(jī)物料、黏土礦物、金屬及金屬氧化物等，但過多施用化學(xué)修復(fù)劑對土壤破壞大，可直接影響土壤的理化性質(zhì)和微量營養(yǎng)元素的吸收[8-9]。

植物根際促生細(xì)菌（Plant growth-promoting rhizobacteria，PGPR）是自由生活在土壤或附生于植物根系的、一類可促進(jìn)植物生長和礦質(zhì)營養(yǎng)吸收利用的有益菌類[10]。植物根際促生細(xì)菌可以產(chǎn)生吲哚乙酸（Indole acetic acid，IAA）和鐵載體等促生物質(zhì)促進(jìn)植物生長、提高植物對重金屬的耐受性，而植物能夠為附生的微生物提供生長所需的空間、空氣和養(yǎng)分，有效增強(qiáng)根系微生物的活性[10-11]。一些植物根際促生細(xì)菌細(xì)胞壁含有-COOH、-NH2、-OH等官能團(tuán)，能與重金屬離子配位絡(luò)合，同時細(xì)胞表面帶有大量的負(fù)電荷，能夠吸附土壤中的重金屬陽離子，降低重金屬的遷移和轉(zhuǎn)化[12]。Park等[13]發(fā)現(xiàn)溶磷細(xì)菌Pantoea sp.CS2-B1和Enterobacter sp.SM1-B1在溶解磷礦粉的同時能固定土壤鉛元素。Wang等[14]發(fā)現(xiàn)菌株Q2-8降低蔬菜可食用部分的As含量（22%～50%），菌株Q2-13和Q3-11能夠降低蔬菜可食用部分Cd含量（21%～53%），主要原因是菌株能夠減少土壤中DTPA提取態(tài)Cd含量。Chen等[15]發(fā)現(xiàn)Neorhizobium huautlense T1-17菌株在重金屬重度污染土壤中能夠顯著促進(jìn)辣椒生長、果實(shí)產(chǎn)量增加、顯著降低果實(shí)中Pb、Cd含量，但果實(shí)中Cd和Pb含量仍然遠(yuǎn)高于食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)。目前，關(guān)于植物促生細(xì)菌在阻控作物吸收重金屬方面的穩(wěn)定修復(fù)研究報道甚少，仍需進(jìn)一步研究。

辣椒富含維生素和礦物質(zhì)，廣受大眾喜愛，在世界各國普遍種植。農(nóng)田土壤重金屬污染的加劇，嚴(yán)重威脅了辣椒等蔬菜的質(zhì)量安全[16-17]。本研究從南京某礦區(qū)周邊污染農(nóng)田中篩選耐受Cd和Pb的植物促生細(xì)菌，探究植物促生細(xì)菌對辣椒生長以及吸收重金屬Cd和Pb的影響，從而為利用PGPR來阻控蔬菜吸收重金屬的科學(xué)設(shè)想提供理論依據(jù)和試驗基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

根際土壤樣品：采集南京市某礦區(qū)周邊農(nóng)田（32.17°N，118.96°E）中辣椒（Capsicum annuum）和圣女果（Lycopersicon esculentum）根際土壤。

LB培養(yǎng)基：胰蛋白胨10 g，酵母提取物5 g，NaCl 10 g，水1000 mL，固體培養(yǎng)基另加2%瓊脂。有氮培養(yǎng)基：蔗糖 10.0 g，（NH4）2SO41.0 g，K2HPO42.0 g，MgSO4·7H2O 0.5 g，NaCl 0.1 g，酵母膏 0.5 g，蒸餾水 1000 mL，pH 7.2。

供試蔬菜為辣椒（蘇椒5號博士王），購買自江蘇省農(nóng)科院種子站。

供試土壤為南京市某礦區(qū)周邊農(nóng)田0～20 cm表層土壤，采集土樣后去除植物殘體，風(fēng)干，粉碎過5目篩，備用。土壤總 Cd 3.58±0.14 mg·kg-1，總 Pb 376.83±0.76 mg·kg-1，有機(jī)質(zhì) 9.30±0.31 g·kg-1，pH 6.13±0.2。育苗用的營養(yǎng)基質(zhì)為常規(guī)品牌標(biāo)優(yōu)美，購買于標(biāo)優(yōu)美生態(tài)工程股份公司，全氮 1.37 g·L-1，磷酐 0.79 g·L-1，氧化鉀 0.84 g·L-1，有機(jī)質(zhì)≥30%，N+P2O3+K2O≥3%，經(jīng)高溫高壓滅菌1 h處理后，備用。

1.2 耐Cd細(xì)菌的分離篩選

采用系列稀釋涂布平板培養(yǎng)法在添加1 mg·L-1Cd（NO3）2的LB固體培養(yǎng)基上分離、純化植物根際Cd抗性細(xì)菌。稱取土樣1 g，放入盛有99 mL無菌水的錐形瓶中，充分振蕩。再放入85℃恒溫水浴鍋中水浴15 min，制成編號為10-2的土壤懸液。另取無菌水9 mL的試管5支分別編號，吸取1 mL土壤懸液加到9 mL的無菌水試管中，混勻，依次稀釋后，涂布在添加 1 mg·L-1Cd（NO3）2的 LB 平板上。培養(yǎng) 72 h 后選取菌落數(shù)適當(dāng)?shù)钠桨?，隨機(jī)挑取長勢良好的Cd抗性細(xì)菌單菌落，多次劃線分離純化，保存待用。

1.3 菌株的生物學(xué)特性試驗

菌株產(chǎn)多糖能力測定采用苯酚-硫酸法[18]，產(chǎn)吲哚乙酸（IAA）測定參考 Gordon[19]、Mayer[20]等的方法，鐵載體能力測定參考Schwyn[21]的方法，溶解無機(jī)磷能力測定參考Liu等[22]的方法。

1.4 菌株的分子鑒定

將各菌株接種至LB液體培養(yǎng)液中培養(yǎng)至對數(shù)期，參考顏?zhàn)臃f等人[23]的方法提取細(xì)菌的基因組DNA。以基因組DNA為模板，采用通用引物[24-25]27F：5′-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3′和 1492R：5′-TACGGCTACCTTGTTACGACTT-3′進(jìn)行 PCR擴(kuò)增。PCR 反應(yīng)體系（50 μL）：10×Buffer 5.0 μL，dNTPs 4.0 μL，27F 和 1492R 各 1.0 μL，重蒸水 38 μL，混合后加入 DNA 模板 0.5 μL，Taq 酶 0.5 μL。PCR 程序為：94℃，5 min預(yù)變性；94℃，1 min變性；52℃退火 60 s；72℃ 2 min；30個循環(huán)；72℃延伸 10 min。將 16S rRNA基因擴(kuò)增產(chǎn)物送至南京金斯瑞生物科技有限公司測序。用BLAST軟件將所獲得序列與GenBank中已知的16S rRNA基因序列進(jìn)行比對分析構(gòu)建系統(tǒng)進(jìn)化樹。

1.5 菌株對溶液中Cd和Pb的去除作用

將保存的菌株接到3 mL液體LB培養(yǎng)基中，30℃、150 r·min-1振蕩培養(yǎng) 16～20 h進(jìn)行活化，無菌操作條件下將發(fā)酵液稀釋至OD600值為1.0，按2%的接種量將菌液分別接種到單一濃度為7 mg·L-1的Cd2+[Cd（NO3）2]、14 mg·L-1的 Pb2+[Pb（NO3）2]和鎘鉛復(fù)合的LB液體培養(yǎng)基中，每組處理3個重復(fù)，對照（CK）為不接菌處理。30℃、150 r·min-1振蕩培養(yǎng)24 h，10 000 r·min-1離心5 min取上清液。用ICP-OES測定上清液中的Cd和Pb濃度，重金屬的去除率按照下列公式計算：

去除率=（對照組上清液中金屬離子濃度－接菌組上清液中金屬離子濃度）/對照組上清液中金屬離子濃度×100%。

1.6 菌株對苗期辣椒的促生試驗

辣椒種子消毒處理后，均勻地灑在鋪有濕潤無菌紗布的培養(yǎng)皿中，放置于30℃黑暗培養(yǎng)箱中催芽。挑選長勢一致的露白種子播種于育苗盤，待幼苗長出3片真葉后，挑選大小、長勢一致的幼苗清洗根部。將供試菌株接種于有氮培養(yǎng)基中，30℃、150 r·min-1振蕩培養(yǎng) 16～20 h 至對數(shù)生長期，6000 r·min-1離心 10 min收集菌體，用無菌去離子水將菌體重懸，調(diào)節(jié)菌懸液濃度至OD600為1.0。將辣椒根部浸于上述菌液30 min后，移栽入滅菌營養(yǎng)基質(zhì)育苗盤中，每穴定植1株，以無菌的有氮培養(yǎng)液浸根處理的辣椒幼苗為對照（CK），每處理組重復(fù)三株。放置溫室光照培養(yǎng)，澆水管理，每穴澆水量一致。植物移栽2周后采樣，將整株辣椒從穴盤中取出，清水洗凈，吸水紙吸干，測量根長、株高和鮮重。

1.7 菌株對辣椒吸收Cd和Pb的影響

盆栽試驗在南京農(nóng)業(yè)大學(xué)牌樓試驗基地日光溫室中進(jìn)行。將風(fēng)干過篩的重金屬污染農(nóng)田土壤裝入塑料盆缽中，每盆1.5 kg，在種植前3 d澆水保持田間持水量約60%[26]。選擇大小均勻、飽滿一致的辣椒種子，按1.6方法催芽、育苗、分別蘸根接種，每盆接種供試菌株菌懸液30 mL（2%接種量），以同量無菌培養(yǎng)基處理為對照（CK）。植物果實(shí)成熟后收獲。整個盆栽試驗過程中，每天適量澆水（每盆缽等量澆水）以保證植物生長所需要的水分。盆栽設(shè)置時間135 d，處理前2 d不澆水。

植物收獲處理時，小心摘下植株上的果實(shí)，松土，將植物從盆缽中取出，用去離子水將果實(shí)和根部洗凈，吸水紙吸干稱量鮮質(zhì)量，于80℃烘箱內(nèi)烘干至恒質(zhì)量，稱量干質(zhì)量。用粉碎機(jī)粉碎果實(shí)干樣，稱取干燥的樣品1 g于微波消解儀中進(jìn)行消解，同樣稱取根部干樣0.2 g于微波消解儀中進(jìn)行消解。用5%HNO3定容，采用ICP-OES測定消解液中Cd2+和Pb2+含量，換算出辣椒果實(shí)和根中的Cd和Pb含量，單位：mg·kg-1。

鎘或鉛的富集、轉(zhuǎn)移系數(shù)按下列公式計算：

富集系數(shù)（Bio-concentration Factor，BCF）=辣椒果實(shí)鎘或鉛含量（mg·kg-1）/土壤鎘或鉛含量（mg·kg-1）

轉(zhuǎn)移系數(shù)（Transfer Factor，TF）=辣椒果實(shí)鎘或鉛含量（mg·kg-1）/辣椒根部鎘或鉛含量（mg·kg-1）

1.8 數(shù)據(jù)處理

實(shí)驗數(shù)據(jù)采用 Office 2007、SPSS 19.0和 Origin8.5軟件進(jìn)行分析與作圖，差異顯著性采用ANOVA單因素方差分析，不同小寫字母代表多重比較差異性顯著（P＜0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌株的生物學(xué)特性和種屬地位

從南京某礦區(qū)周邊農(nóng)田辣椒和圣女果的根際土壤中分離純化到150株耐熱細(xì)菌，這些細(xì)菌都對1 mg·L-1Cd2+有抗性。進(jìn)一步測定菌株的生物學(xué)特性復(fù)篩獲得7株芽孢桿菌，編號分別為L11、L15、L22、L24、L25、L44、L121。由表 1可以看出，這 7株芽孢桿菌都能分泌IAA、鐵載體和胞外多糖。這些菌株的IAA產(chǎn)量范圍為 1.64～51.02 mg·L-1，多糖產(chǎn)量范圍為0.43～1.90 g·L-1。菌株 L22、L24、L44 和 L121 能夠溶解磷酸鈣，在NBRIP培養(yǎng)基上有透明的溶磷圈產(chǎn)生。經(jīng)16S rRNA基因序列分析，L11、L15、L22和 L44與 B.megaterium的同源性達(dá)到99.9%，L24和L121與B.aryabhattai和B.velezensis的同源性分別為99.9%和100.0%，而L25與Lysinibacillus fusiformis的同源性為99.6%，系統(tǒng)發(fā)育關(guān)系見圖1，由此將7株芽孢桿菌分別歸屬于 B.megaterium、B.aryabhattai、B.velezensis和L.fusiformis。

表1 供試菌株的植物促生特性和種屬Table1 Plant growth-promoting characteristics and species of the isolated bacteria

圖1 基于菌株部分16S rRNA基因序列構(gòu)建的系統(tǒng)發(fā)育樹Figure1 Phylogenetic tree on the basis of partial 16S rRNA gene sequences of the isolated bacteria

2.2 芽孢桿菌對溶液中鉛鎘的去除作用

由圖2A可知，在含7 mg·L-1Cd2+的LB培養(yǎng)液中，24 h時7株芽孢桿菌對Cd2+的去除率范圍為30.2%～36.4%，差異不顯著。在含14 mg·L-1Pb2+的LB培養(yǎng)液中，24 h時7株芽孢桿菌對Pb的去除率差異較大。菌株L121對Pb的去除率高達(dá)88.4%，而其他6株芽孢桿菌對溶液中Pb2+的去除率范圍在10.9%～25.6%，由圖2B可知，在復(fù)合Cd、Pb處理時，24 h時菌株對Cd2+的去除率范圍為32.9%～39.2%，與單一Cd條件下的去除率相近。復(fù)合重金屬條件下菌株對Pb2+的去除率在4.3%～17.5%之間，與單一Pb條件下的去除率相比略有下降。結(jié)合圖2A、2B可知，在單一Pb2+處理和Cd、Pb復(fù)合處理時菌株L121對Pb2+的去除率從88.4%下降到9.6%，可能是菌株L121對Pb、Cd吸附的位點(diǎn)是相似或相近的，Cd2+的存在與Pb2+發(fā)生了競爭作用而引起的[27-28]。

2.3 菌株對苗期辣椒的促生作用

由圖3可知，不同菌株對辣椒的促生作用有差異。接種菌株L44的辣椒根長、株高和鮮重數(shù)值最高，比對照組分別顯著增加65.7%、20.6%和20.5%（P＜0.05）。其次，接種菌株L11的辣椒根長、株高和鮮重與CK相比顯著增加了42.4%、17.5%和17.4%（P＜0.05）；與CK相比，接種菌株L15組的辣椒根長和株高分別顯著增加了19.0%和19.6%（P＜0.05），但鮮重沒有增加。菌株L22、L24、L121對辣椒無促生作用，L25對辣椒根長和鮮重有抑制作用。

2.4 菌株對辣椒果實(shí)中Cd和Pb含量的影響

由表2可知，與CK相比，7株供試菌株都能顯著降低辣椒果實(shí)中Cd含量，降低率范圍為21.8%～39.1%（P＜0.05）。菌株 L22、L44、L121 處理的辣椒果實(shí)Cd含量為0.07 mg·kg-1，較接近食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017）規(guī)定的 Cd 限量 0.05 mg·kg-1。轉(zhuǎn)移系數(shù)可以反映植物將重金屬從地下部轉(zhuǎn)移到地上部的能力大小。與CK相比，除L24處理之外，其余接菌處理均能使辣椒果實(shí)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)下降，其中接種菌株L22、L25、L44處理的辣椒果實(shí)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)分別顯著下降17.7%、27.6%和22.0%（P＜0.05）。與CK相比，接菌處理的辣椒果實(shí)Cd富集系數(shù)顯著下降25.2%～40.6%。

與CK相比，除菌株L11之外，其余6株產(chǎn)芽孢細(xì)菌均能顯著降低辣椒果實(shí)中Pb的含量，降低率范圍為22.9%～81.3%（P＜0.05）。接種菌株L44的辣椒果實(shí)中Pb含量為0.2 mg·kg-1，接近食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)（GB 2762—2017）規(guī)定的0.1 mg·kg-1Pb限量。與CK相比，除菌株L11之外，其余接種菌株的辣椒果實(shí)Pb轉(zhuǎn)移系數(shù)顯著降低22.2%～81.5%（P＜0.05），果實(shí)Pb富集系數(shù)降低33.3%～66.7%。

相關(guān)性分析（表3）表明辣椒果實(shí)中Cd含量與Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)、富集系數(shù)極顯著正相關(guān)，Pb含量與Pb轉(zhuǎn)移系數(shù)、富集系數(shù)極顯著正相關(guān)，說明辣椒果實(shí)Cd、Pb的轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)降低是辣椒果實(shí)中Cd和Pb含量減少的原因之一，接菌處理降低Cd、Pb轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)，有利于阻控辣椒果實(shí)中吸收Cd和Pb。

綜上所述，在所考察菌株中，接種菌株L44后辣椒果實(shí)的Cd和Pb含量分別降低至0.07 mg·kg-1和0.20 mg·kg-1，降低幅度分別為 39.1%和 81.3%，Cd、Pb轉(zhuǎn)移系數(shù)和富集系數(shù)均最低，說明B.megaterium L44具有阻控辣椒吸收重金屬的潛在應(yīng)用價值。

圖2 單一（A）、復(fù)合（B）Cd和Pb條件下芽孢桿菌對Cd和Pb的去除率Figure2 Effects of the isolated bacteria on removal rate of Cd（Ⅱ）and Pb（Ⅱ）under single（A）or compound（B）treatments

圖3 芽孢桿菌對辣椒根長（A）、株高（B）和鮮質(zhì)量（C）的影響Figure3 Effects of the isolated bacteria on peppers growth in the fertilization experiments

3 討論

在長期的生物演化過程中，微生物與植物形成了一個良好的微生態(tài)系統(tǒng)，大量關(guān)于植物根際促生細(xì)菌促進(jìn)植物生長的研究被報道[29-31]。目前已鑒定出多種PGPR菌株，主要種類包括芽孢桿菌屬（Bacillus）、假單胞菌屬（Pseudomonas）、固氮菌屬（Azotobacter）、固氮螺菌屬（Azospirillum）、腸桿菌屬（Enterobacter）等[30-32]。對辣椒促生和防病的研究中，枯草芽孢桿菌、蠟樣芽孢桿菌、短小芽孢桿菌、多粘芽孢桿菌、解淀粉芽孢桿菌的作用皆有報道[32]。PGPR的促生能力主要體現(xiàn)在能夠產(chǎn)生一些植物促生物質(zhì)，如吲哚乙酸、赤霉素和玉米素等[11，32]，本研究中7株供試芽孢桿菌均產(chǎn)生吲哚乙酸和鐵載體，但L25產(chǎn)生吲哚乙酸和鐵載體較少，也無溶磷能力，因此對辣椒促生作用不顯著。分離自辣椒根際土的B.megaterium L44菌株對辣椒有明顯的促生作用，顯示與辣椒有良好的匹配關(guān)系，并能顯著降低辣椒果實(shí)中Cd和Pb含量，具有潛在應(yīng)用價值。

表2 芽孢桿菌對辣椒果實(shí)吸收Cd和Pb的影響Table2 Effects of the isolated bacterial inoculation on Cd and Pb accumulation in the fruit of the peppers

表3 辣椒果實(shí)中Cd、Pb含量與轉(zhuǎn)移系數(shù)、富集系數(shù)的相關(guān)性Table3 Correction coefficients between fruit Cd content，Pb content，transfer factor and bio-concentration factor

微生物的胞外聚合物和細(xì)胞對重金屬有很強(qiáng)的吸附能力。胞外聚合物（Extracellular polymeric substances，EPS）是細(xì)菌在一定條件下分泌的高分子聚合物，包括多糖、蛋白質(zhì)和核酸等，富含負(fù)電官能團(tuán)，具有優(yōu)越的金屬鍵合性[33-35]。另外，芽孢桿菌屬于革蘭氏陽性細(xì)菌，細(xì)胞壁由大量肽聚糖和磷壁酸組成，含有豐富的羧基、酰胺基等基團(tuán)，使得細(xì)胞表面帶有負(fù)電荷，與土壤中的重金屬離子產(chǎn)生靜電吸附作用，限制了金屬離子的活動范圍[36-37]。本研究中發(fā)現(xiàn)7株芽孢桿菌都分泌多糖，在溶液中24 h時可去除30%～39%的Cd，Pb去除率在4.3%～25.6%之間，通過盆栽試驗發(fā)現(xiàn)6株芽孢桿菌能顯著降低辣椒果實(shí)中Cd、Pb含量，推測芽孢桿菌的細(xì)胞和代謝產(chǎn)生的多糖能夠吸附重金屬離子，降低了Pb和Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)與富集系數(shù)，減少了重金屬離子向植物體的轉(zhuǎn)移。Park等[38]發(fā)現(xiàn)溶磷細(xì)菌Enterobactersp.與磷礦粉的聯(lián)合使用可以很好地實(shí)現(xiàn)重金屬鉛的固定，主要是磷氯鉛礦的形成導(dǎo)致的。Guo等[39]研究發(fā)現(xiàn)解磷細(xì)菌Bradyrhizobiumsp.YL-6提高大豆礦質(zhì)營養(yǎng)Fe吸收從而減少大豆根莖中Cd的積累。L44菌株具有解磷能力，進(jìn)一步研究該菌株是否溶解磷礦粉或磷酸鈣時固定鉛、或能否改善植物Fe營養(yǎng)從而穩(wěn)定土壤中重金屬并闡明其機(jī)制，可以為解釋菌株降低辣椒果實(shí)重金屬含量的作用機(jī)理提供基礎(chǔ)。

農(nóng)田土壤受到不同程度的重金屬污染，必須采取不同措施進(jìn)行修復(fù)并保障農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)。對高度污染土壤而言，植物提取或休耕等策略比較可行；而對輕度或中度污染土壤，原位重金屬穩(wěn)定化修復(fù)備受關(guān)注，已有許多修復(fù)材料正被研發(fā)應(yīng)用。梁學(xué)峰等[40]在田間示范條件下應(yīng)用海泡石磷肥復(fù)配和海泡石硅肥復(fù)配處理后，發(fā)現(xiàn)糙米鎘含量最大降幅約為72.7%，分別降低至 0.33 mg·kg-1和 0.34 mg·kg-1，但復(fù)配處理組糙米鎘含量最低值仍然超過現(xiàn)行國家標(biāo)準(zhǔn)最大限量值。方至萍等[41]通過低積累水稻品種與鈍化材料相結(jié)合，增加海泡石用量達(dá)到9.00 g·kg-1土?xí)r，嘉33精米中的Pb、Cd含量才能低于國家的限量指標(biāo)（GB 2762—2017）。陳玲[42]比較了單一菌劑、化學(xué)修復(fù)劑、菌劑-化學(xué)修復(fù)劑復(fù)配減少蔬菜重金屬含量的效果，發(fā)現(xiàn)復(fù)配制劑的效果好于單一菌劑和化學(xué)修復(fù)劑。本研究中接種B.megaterium L44使辣椒果實(shí)中的Cd和Pb含量顯著降低，但還未達(dá)到現(xiàn)行國家標(biāo)準(zhǔn)蔬菜安全的限量值，進(jìn)一步開展功能菌株與磷酸鈣、海泡石、生物炭等的復(fù)配和相互作用研究，配合低積累辣椒品種應(yīng)用，有望為阻控辣椒吸收重金屬、安全生產(chǎn)提供有效技術(shù)途徑和理論基礎(chǔ)。

4 結(jié)論

（1）從生長于南京某礦區(qū)周邊農(nóng)田的辣椒和圣女果的根際土壤中篩選到7株能分泌胞外多糖、IAA和鐵載體、耐受Cd和Pb的芽孢桿菌。

（2）B.megaterium L44菌株接種處理的辣椒果實(shí)Cd和Pb含量分別顯著降低39.1%和81.3%，接近食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)限量要求，具有阻控辣椒吸收重金屬的潛在應(yīng)用價值。

[1]周建軍,周 桔,馮仁國.我國土壤重金屬污染現(xiàn)狀及治理戰(zhàn)略[J].中國科學(xué)院院刊,2014,29（3）：315-320.

ZHOU Jian-jun,ZHOU Ju,FENG Ren-guo.Status of China′s heavy metal contamination in soil and its remediation strategy[J].Chinese A－cademy of Sciences,2014,29（3）：315-320.

[2]李精超,胡小鳳,李文一,等.設(shè)施蔬菜基地土壤重金屬污染分析及防治研究[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2010,26（18）：393-396.

LI Jing-chao,HU Xiao-feng,LI Wen-yi,et al.Study of heavy metals pollution analysis and control in protected vegetable base soil[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2010,26（18）：393-396.

[3]崔曉峰,李淑儀,丁效東,等.珠江三角洲地區(qū)典型菜地土壤與蔬菜重金屬分布特征研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2012,21（1）：130-135.

CUI Xiao-feng,LI Shu-yi,DING Xiao-dong,et al.Contents of heavy metals in soil and vegetables at typical vegetable plot in the Pearl River Delta[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21（1）：130-135.

[4]李書幻,溫祝桂,陳亞茹,等.我國蔬菜重金屬污染現(xiàn)狀與對策[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44（8）：231-235.

LI Shu-huan,WEN Zhu-gui,CHEN Ya-ru,et al.The status and countermeasures of heavy metal pollution in vegetables in China[J].Journal of Jiangsu Agricultural Sciences,2016,44（8）：231-235.

[5]黃益宗,郝曉偉,雷 鳴,等.重金屬污染土壤修復(fù)技術(shù)及其修復(fù)實(shí)踐[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2013,32（3）：409-417.

HUANG Yi-zong,HAO Xiao-wei,LEI Ming,et al.The remediation technology and remediation practice of heavy metals-contaminated soil[J].Journal of Agro-Environment Science,2013,32（3）：409-417.

[6]李劍睿,徐應(yīng)明,林大松,等.農(nóng)田重金屬污染原位鈍化修復(fù)研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報,2014,23（4）：721-728.

LI Jian-rui,XU Ying-ming,LIN Da-song,et al.In situ immobilization remediation of heavy metals in contaminated soils：A review[J].Ecology and Environmental Sciences,2014,23（4）：721-728.

[7]王陳絲絲,馬友華,陳倩倩,等.鈍化劑對農(nóng)田土壤重金屬形態(tài)與其穩(wěn)定性影響研究[J].中國農(nóng)學(xué)通報,2016,32（1）：172-177.

WANG Chen-si-si,MA You-hua,CHEN Qian-qian,et al.Effect of passivation agent on morphology and stability of heavy metals in cropland soil[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2016,32（1）：172-177.

[8]Lombi E,Zhao F J,Zhang G Y,et al.In situ fixation of metals in soils using bauxite residue：Chemical assessment[J].Environmental Pollution,2002,118（3）：435-443．

[9]Lee S H,Lee J S,Choi Y J,et al.In situ stabilization of cadmium-,lead-,and zinc-contaminated soil using various amendments[J].Chemosphere,2009,77（8）：1069-1075．

[10]Yang J,Kloepper J W,Ryu C M.Rhizosphere bacteria help plants tolerate abiotic stress[J].Trends in Plant Science,2009,14（1）：1-4.

[11]Chen Y M,Chao Y Q,Li Y Y,et al.Survival strategies of the plant-associated bacterium Enterobactersp.strain EG16 under cadmium stress[J].Applied and Environmental Microbiology,2016,82（6）：1734-1744.

[12]陳亞剛,陳雪梅,張玉剛,等.微生物抗重金屬的生理機(jī)制[J].生物技術(shù)通報,2009,25（10）：60-65.

CHEN Ya-gang,CHEN Xue-mei,ZHANG Yu-gang,et al.The physiological mechanism of microbial heavy metals tolerance[J].Biotechnology Bulletin,2009,25（10）：60-65.

[13]Park J H,Bolan N,Megharaj N,et al.Isolation of phosphate solubilizing bacteria and their potential for lead immobilization in soil[J].Journal of Hazardous Materials,2011,185：829-836.

[14]Wang X H,Nie Z W,He L Y,et al.Isolation of As-tolerant bacteria and their potentials of reducing As and Cd accumulation of edible tissues of vegetables in metal（loid）-contaminated soils[J].Science of the Total Environment,2016,579：179-189.

[15]Chen L,He L Y,Wang Q,et al.Synergistic effects of plant growthpromoting Neorhizobium huautlense T1-17 and immobilizers on the growth and heavy metal accumulation of edible tissues of hot pepper[J].Journal of Hazardous Materials,2016,312：123-131.

[16]姚榮江,楊勁松,謝文萍,等.江蘇沿海某設(shè)施農(nóng)區(qū)土壤重金屬累積特點(diǎn)及生態(tài)風(fēng)險評價[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2016,35（8）：1498-1506.

YAO Rong-jiang,YANG Jin-song,XIE Wen-ping,et al.Accumulation and potential ecological risk assessment of heavy metals in greenhouse soils from coastal area of Jiangsu Province[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35（8）：1498-1506.

[17]劉 峰,弭寶彬,魏瑞敏,等.基于聚類分析法篩選低鎘累積辣椒品種[J].園藝學(xué)報,2017,44（5）：979-986.

LIU Feng,MI Bao-bin,WEI Rui-min,et al.Screening out of Cd-pollution-safe pepper cultivars by clustering analysis[J].Acta Horticulturae Sinica,2017,44（5）：979-986.

[18]Dubois M,Gilles K A,Hamilton J K,et al.Colorimetric method for determination of sugars and related substances[J].Analytical Chemistry,1955,28（3）：350-356.

[19]Gordon S A,Weber R P.Colorimetric estimation of indoleacetic acid[J].Plant Physiology,1951,26（1）：192.

[20]Mayer A M.Determination of indole acetic acid by the Salkowsky reaction[J].Nature,1958,182（4650）：1670-1671.

[21]Schwyn B,Neilands J B.Universal chemical assay for the detection and determination of siderophores[J].Analytic Biochemistry,1987,160：47-56.

[22]Liu Z G,Li Y C,Zhang S A,et al.Characterization of phosphate-solubilizing bacteria isolated from calcareous soils[J].Applied Soil Ecology,2015,96：217-224.

[23]顏?zhàn)臃f,王海林.精編分子生物學(xué)實(shí)驗指南[M].北京：科學(xué)出版社,1998：37-39.

YAN Zi-ying,WANG Hai-lin.Molecular biology experiment guide[M].Beijing：Science press,1998：37-39.

[24]Lane D J.16S/23S rRNA sequencing[M]//Stackebrandt E,Good fellow M.Eds.Nucleic acid techniques in bacterial systematics.Chichester：Wiley,1991：115-175.

[25]郜金榮.分子生物學(xué)實(shí)驗指導(dǎo)[M].武漢：武漢大學(xué)出版社,2007：83-85.

GAO Jin-rong.Molecular biology experimental guidance[M].Wuhan：Wuhan University Press,2007：83-85.

[26]陳生濤,何琳燕,李 婭,等.Rhizobium sp.W33對不同植物吸收銅和根際分泌物的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報,2014,34（8）：2077-2084.CHEN Sheng-tao,HE Lin-yan,LI Ya,et al.Effects of Rhizobium sp.

W33 on absorption of copper and rhizosphere secretions from different plants[J].Acta Scientiae Circumstantiae,2014,34（8）：2077-2084.

[27]Hajdu R,Slaveykova V I.Cd and Pb removal from contaminated environment by metal resistant bacterium Cupriavidus metallidurans CH34：Importance of the complexation and competition effects[J].Environmental Chemistry,2012,9（4）：389-398.

[28]Wang J,Li Q,Li M M,et al.Competitive adsorption of heavy metal by extracellular polymeric substances（EPS）extracted from sulfate reducing bacteria[J].Bioresource Technology,2014,163（7）：374-376.

[29]劉丹丹,李 敏,劉潤進(jìn).我國植物根圍促生細(xì)菌研究進(jìn)展[J].生態(tài)學(xué)雜志,2016,35（3）：815-824.

LIU Dan-dan,LI Min,LIU Run-jin.Recent advances in the study of plant growth-promoting rhizobacteria in China[J].Chinese Journal of Ecology,2016,35（3）：815-824.

[30]張夢琦,陳云云,張 熙,等.多功能植物根際促生菌DD3的功能特性及對大蒜幼苗的促生效果[J].植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報,2017,23（3）：748-756.

ZHANG Meng-qi,CHEN Yun-yun,ZHANG Xi,et al.Characterizations of rhizobacteria DD3 and their growth promoting effect on garlic seedlings[J].Journal of Plant Nutrition and Fertilizer,2017,23（3）：748-756.

[31]張 楊,文春燕,趙買瓊,等.辣椒根際促生菌的分離篩選及生物育苗基質(zhì)研制[J].南京農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報,2015,60（6）：950-957.

ZHANG Yang,WEN Chun-yan,ZHAO Mai-qiong,et al.Isolation of plant growth promoting rhizobacteria from pepper and development of bio-nursery substrates[J].Journal of Nanjing Agricultural University,2015,60（6）：950-957.

[32]Joo G J,Kim Y M,Lee I J,et al.Growth promotion of red pepper plug seedlings and the production of gibberellins by Bacillus cereus,Bacillus macroides and Bacillus pumilus[J].Biotechnology Letters,2004,26（6）：487-491.

[33]張宗迪,崔夏倩,楊延斌,等.不同微生物制劑對土壤中結(jié)合態(tài)Zn穩(wěn)定性的影響[J].上海交通大學(xué)學(xué)報（農(nóng)業(yè)科學(xué)版）,2017,35（03）：70-75,89.

ZHANG Zong-di,CUI Xia-qian,YANG Yan-bin,et al.Effect and mechanism of different microbial preparations on stability of Zn in soil[J].Journal of Shanghai Jiaotong University（Agricultural Science Edition）,2017,35（3）：70-75,89.

[34]洪 晨,李益飛,司艷曉,等.土壤芽孢桿菌產(chǎn)胞外聚合物對Pb2+吸附特性研究[J].中國環(huán)境科學(xué),2017,37（5）：1805-1813.

HONG Chen,LI Yi-fei,SI Yan-xiao,et al.Pb2+adsorption features of extracellular polymeric substance producted by a Brevibacillus agristrain[J].China Environmental Science,2017,37（5）：1805-1813.

[35]Wei D,Lia M T,Wang X D,et al.Extracellular polymeric substances for Zn（Ⅱ）binding during its sorption process onto aerobic granular sludge[J].Journal of Hazardous Materials,2016,301：407-415.

[36]王澤煌,王 蒙,蔡昆爭,等.細(xì)菌對重金屬吸附和解毒機(jī)制的研究進(jìn)展[J].生物技術(shù)通報,2016,32（12）：13-19.

WANG Ze-huang,WANG Meng,CAI Kun-zheng,et al.Research advances on biosorption and detoxification mechanisms of heavy metals by bacteria[J].Biotechnology Bulletin,2016,32（12）：13-19.

[37]余勁聰,何舒雅,曾潤穎,等.芽孢桿菌修復(fù)土壤重金屬鎘污染的研究進(jìn)展[J].廣東農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,43（1）：73-78.

YU Jin-cong,HE Shu-ya,ZENG Run-ying,et al.Research progress in remediation of cadmium contaminated soil with Bacillus[J].Guangdong Agricultural Sciences,2016,43（1）：73-78.

[38]Park J H,Bolan N,Megharaj N,et al.Concomitant rock phosphate dissolution and lead immobilization by phosphate solubilizing bacteria（Enterobacter sp.）[J].Journal of Environmental Management,2011,92：1115-1120.

[39]Guo J K,Chi J.Effect of Cd-tolerant plant growth-promoting rhizobium on plant growth and Cd uptake by Lolium multiflorum Lam.and Glycine max（L.） Merr.in Cd-contaminated soil[J].Plant Soil,2014,375：205-214.

[40]梁學(xué)峰,韓 君,徐應(yīng)明,等.海泡石及其復(fù)配原位修復(fù)鎘污染稻田[J].環(huán)境工程學(xué)報,2015,9（9）：4571-4577.

LIANG Xue-feng,HAN Jun,XU Ying-ming,et al.In situ remediation of Cd polluted paddy soil using sepiolite and combined amendments[J].Chinese Journal of Environmental Engineering,2015,9（9）：4571-4577.

[41]方至萍,廖 敏,張 楠,等.鉛鎘復(fù)合污染土壤施用海泡石對鉛、鎘在土壤-水稻系統(tǒng)中遷移與再分配的影響[J].環(huán)境科學(xué),2017,38（7）：3028-3035.

FANG Zhi-ping,LIAO Min,ZHANG Nan,et al.Effect of sepiolite application on the migration and redistribution of Pb and Cd in soil rice system in soil with Pb and Cd combined contamination[J].Environmental Science,2017,38（7）：3028-3035.

[42]陳 玲.植物促生細(xì)菌Rhizobiumsp.T1-17對蔬菜重金屬消減作用的效果及其機(jī)制研究[D].南京：南京農(nóng)業(yè)大學(xué),2015.

CHEN Ling.Effects of Rhizobiumsp.T1-17 on heavy metal absorption in vegetables and its mechanism[D].Nanjing：Nanjing Agricultural U－niversity,2015.