耐鎘阿氏芽孢桿菌緩解水稻受鎘脅迫的研究

范美玉，黎妮，賈雨田，張超，王偉平*，楊志偉*

（1.首都師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院，北京100048；2.湖南雜交水稻研究中心，雜交水稻國家重點實驗室，長沙410125）

鎘是生物毒性最強的重金屬之一，據(jù)2014年原環(huán)境保護部和原國土資源部《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，我國耕地點位超標率為19.4%，主要污染物為鎘、鎳、砷、銅、汞、滴滴涕和多環(huán)芳烴等。其中，鎘是我國農(nóng)田最為主要的重金屬污染元素之一，其點位超標率高達7.0%，位于八大超標重金屬元素之首[1]。水稻是一種易于富集鎘的重要糧食作物，鎘米是人類通過飲食攝入鎘的主要來源[2]。因此，控制稻米鎘積累是保證糧食安全生產(chǎn)的重要研究方向。

目前，針對重金屬污染稻田的微生物修復(fù)技術(shù)主要包括3個方面：微生物原位鈍化、微生物?植物聯(lián)合修復(fù)[3?4]以及微生物與土壤調(diào)理劑（固定劑）聯(lián)合修復(fù)[5]。其中，微生物原位鈍化是指微生物自身以單菌或混合菌劑的方式，通過沉淀、吸附、吸收、轉(zhuǎn)化等方式對土壤中的重金屬進行固定或清除，以達到凈化環(huán)境的目的[6]。

有研究報道，細菌原位鈍化技術(shù)可以促進水稻的生長、降低重金屬在籽粒中的積累，涉及到芽孢桿菌屬（Bacillus）[7?8]、新根瘤菌屬（Neorhizobium）[8]、戴爾福特菌屬（Delftia）[9?10]、假單胞菌屬（Pseudomonas）[10]、貪銅菌屬（Cupriavidus）[11?12]、寡養(yǎng)單胞菌屬（Stenotrophomonas）[10]等屬的菌株，以及商業(yè)化菌劑EM[7]和微生物菌劑CJY[13]等。例如耐重金屬巨大芽孢桿菌（Bacillus megaterium）H3和新根瘤菌（Neorhizobium huautlense）T1?17可以使根際土壤pH升高，并利用細胞壁上的陰離子基團與鎘結(jié)合，從而降低了根際土壤的可交換性鎘含量。施加菌株H3和T1?17可以減少水稻根系、地上組織和精米中的鎘含量[8]。臺灣貪銅菌（Cupriavidus taiwanensis）KKU2500?3可以促進根毛生長，并定殖在水稻根細胞壁和細胞間隙中，通過將可溶性CdCl2轉(zhuǎn)化為無毒的不溶性CdS，阻斷和減少鎘向植物地上部轉(zhuǎn)運，降低水稻籽粒鎘含量57.74%[11?12]。銅綠假單胞菌（Pseudomonasaeruginosa）、嗜酸寡養(yǎng)單胞菌（Stenotrophomonasacidaminiphila）和鶴羽田戴爾福特菌（Delftia tsuruhatensis）組成的復(fù)合菌劑可使水稻籽粒鎘含量降低32.6%[10]。以上研究結(jié)果表明，在鎘脅迫下接種適當?shù)奈⑸锟梢詼p少水稻籽粒中鎘的積累，提高水稻品質(zhì)。

芽孢桿菌廣泛存在于土壤環(huán)境中，具有較高的環(huán)境兼容性和重金屬離子吸附性，且可以改善土壤理化性質(zhì)，因此在重金屬污染土壤修復(fù)領(lǐng)域的發(fā)展前景十分廣闊[14]。芽孢桿菌也是常見的植物根際促生菌（PGPR），具有合成鐵載體和吲哚乙酸（IAA）的能力，并具有溶磷、固氮等活性，可以促進重金屬脅迫下植物的生長[6，15?16]。目前，利用芽孢桿菌進行重金屬的原位鈍化研究還十分有限，而且大多采用盆栽試驗進行，大田試驗較少。本研究以一株對脅迫條件具有很強耐受性的阿氏芽孢桿菌（Bacillus aryabhattai）T61[17?18]為試驗材料，分析了其鎘抗性、對Cd2+的去除率和植物促生性，觀察其在水稻植株上的定殖和對水稻種子萌發(fā)的作用，最后通過大田試驗，分析施加T61菌劑對于緩解水稻鎘脅迫以及降低籽粒鎘積累的效應(yīng)。

1 材料與方法

1.1 材料

阿氏芽孢桿菌（Bacillus aryabhattai）T61為本實驗室分離保存[17?18]。T61?eGFP為本實驗室構(gòu)建，采用融合PCR的方法將醛酮還原酶AKR5G3基因的啟動子區(qū)與eGFP熒光報告基因融合，構(gòu)建完成綠色熒光蛋白（eGFP）標記菌株[19]。

水稻（Oryza sativa L.）種子由湖南雜交水稻研究中心王偉平副研究員提供。其中，日本晴是典型粳稻品種，728B是該中心選育的相對低鎘積累的秈稻品種，內(nèi)香1B是引進的低鎘積累秈稻品種，博B和深95B是相對高鎘積累的秈稻品種，全發(fā)育期100～112 d。

1.2 培養(yǎng)基

TGY培養(yǎng)基（1 L）：胰蛋白胨5 g，酵母提取物3 g，葡萄糖1 g。King培養(yǎng)基（1 L）：蛋白胨20 g，甘油15 mL，MgSO4·7H2O 1.5 g，K2HPO41.15 g。MKB培養(yǎng)基（1 L）：酪蛋白氨基酸5 g，K2HPO42.5 g，MgSO4·7H2O 2.5 g，甘油15 mL。PKO無機磷培養(yǎng)基（1 L）：蔗糖10 g，MgSO4·7H2O0.1 g，（NH4）2SO40.1 g，NaCl 0.5 g，Ca3（PO4）23.0 g，KCl 0.2 g，MnSO4·H2O 0.03 g，F(xiàn)eSO40.03 g，酵母提取物0.5 g。以上固體培養(yǎng)基添加2%瓊脂。

1.3 方法

1.3.1 IC50、MIC和MTC的測定

半致死濃度（IC50）：將菌株在5 mL TGY培養(yǎng)基中30°C培養(yǎng)至對數(shù)期（OD600=0.3～0.4）。在各試管中加入10 mmol·L?1的CdCl2，使Cd2+的終濃度為0、5、10、20、40、80、100μmol·L?1，培養(yǎng)24 h后測定OD600，OD600為空白管（不加CdCl2）一半時所對應(yīng)的CdCl2濃度為IC50。每個濃度測3個平行樣。

最小抑制濃度（MIC）：按照Wiegand等[20]的方法進行。將不同濃度的TGY+CdCl2溶液分別加到無菌的96孔板中，第1～9孔加TGY+CdCl2溶液，每孔50μL，第11孔加100μL TGY（陰性對照），第12孔加50 μL TGY。將相當于0.5麥氏比濁標準的菌懸液（1×108～2×108CFU·mL?1），經(jīng)TGY培養(yǎng)基1∶100稀釋后，向第1～10孔和12孔中各加50μL，使得第1～10孔CdCl2終濃 度 分 別 為5、10、20、40、80、160、320、640、1 280、2 560μmol·L?1，第12孔為菌株生長的陽性對照。30℃培養(yǎng)16～20 h后判斷結(jié)果。選取能觀察到菌液渾濁與清亮的相鄰兩孔，MIC記為沒有明顯生長的最小CdCl2濃度。每個濃度測3個平行樣。

最大耐受濃度（MTC）：根據(jù)MIC值，逐步增大96孔板中的CdCl2濃度，各孔取100μL菌液，涂布于不含重金屬離子的TGY平板，如果在某個濃度下只能觀察到菌株的輕微生長，并且在略高于這個濃度的平板上觀察不到菌株的生長，這一濃度即為最大耐受濃度。每個濃度測3個平行樣。

1.3.2 T61對Cd2+吸附性的測定

參照Zhou等[21]的方法。模擬湖南醴陵基地鎘污染程度，配制含2.5、5、10μmol·L?1的CdCl2TGY培養(yǎng)液，并按比例加入細菌，使得最終菌體濃度為1.0 g·L?1，以不加菌的TGY培養(yǎng)基為空白對照。在30℃、120 r·min?1的恒溫培養(yǎng)箱中振蕩培養(yǎng)，在2、10、24 h時，分別取菌液于25℃，7 000 r·min?1離心10 min，取上清液過0.45μm濾膜，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP?MS）測定溶液中剩余的Cd2+含量。計算細菌對Cd2+的去除能力。

1.3.3 IAA分泌量測定

參照Glickmann等[22]的方法，在King培養(yǎng)基中接入對數(shù)期菌液，30℃、180 r·min?1培養(yǎng)7 d。每組設(shè)3次重復(fù)，以不加菌的King培養(yǎng)基為空白對照。每24 h取一次培養(yǎng)液，4℃、7 000 r·min?1離心10 min。吸取上清液1 mL，運用SaLkowski法，滴加1 mL S2比色液，在避光條件下顯色30 min，測定OD530，以5～25 μg·mL?1的IAA制作標準曲線。

1.3.4 鐵載體分泌量測定

參照Alexander等[23]的方法，在MKB培養(yǎng)基中接入對數(shù)期的菌液，30℃、180 r·min?1培養(yǎng)8 d。每組設(shè)3次重復(fù)，以不加菌的MKB培養(yǎng)基為空白對照。每24 h取一次培養(yǎng)液，4℃、7 000 r·min?1離心10 min，收集上清液。取上清液與CAS藍色檢測液等體積混合，28℃水浴6～12 h，測定OD630。以2～10μmoL·L?1的甲磺酸去鐵胺（DFOM）制作標準曲線。

1.3.5 溶磷量測定

參照孫亞凱[24]的方法，在PKO無機磷培養(yǎng)基中接入對數(shù)期菌液，30℃、180 r·min?1培養(yǎng)9 d，每組設(shè)3次重復(fù)。每24 h取一次培養(yǎng)液，以4℃、7 000 r·min?1離心10 min，吸取上清液5～10 mL于50 mL容量瓶中，用dH2O稀釋至約30 mL。加入2～3滴2，6?二硝基苯酚指示劑，并用10%NaOH或5%稀硫酸調(diào)節(jié)溶液至剛顯微黃色，加入5 mL鉬銻抗顯色劑，搖勻，加水定容至50 mL。在室溫20℃以上條件下，放置30 min后測定OD720。根據(jù)標準曲線計算出溶磷量。以0.1～0.5 mg·L?1磷酸二氫鉀制備的標準磷溶液制作標準曲線。

1.3.6菌株T61在水稻植株上的定殖試驗

以粳稻日本晴和秈稻博B為材料，選取飽滿的種子用5%NaClO浸泡10 min消毒，用蒸餾水沖洗3～5次，在30℃培養(yǎng)箱中暗處催芽24 h。之后將種子轉(zhuǎn)移至鋪有兩層無菌試紙、直徑9 cm的培養(yǎng)皿中，置于光照14 h/黑暗10 h，光強3 000 lx，溫度28℃/20℃，濕度70%的光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)15 d。將4葉期幼苗用T61?eGFP菌液（108CFU·mL?1）浸泡根部30 min，隨后將幼苗轉(zhuǎn)移至含鎘土壤（1 mg·kg?1）中培養(yǎng)，分別在第15 d和30 d取出植株，清洗消毒。將根和莖縱向切成薄片，置于載玻片上，用倒置顯微鏡在激發(fā)藍光下觀察。

1.3.7 耐鎘菌株對鎘脅迫下水稻種子萌發(fā)和幼苗生長的影響

將日本晴種子用1.3.6的方法消毒和清洗，在30℃培養(yǎng)箱中暗處催芽12 h。菌劑處理組：將催芽12 h的水稻種子轉(zhuǎn)移至阿氏芽孢桿菌T61的飽和菌劑（108CFU·mL?1）中暗處浸種12 h；空白對照組：將催芽12 h的種子繼續(xù)在30℃培養(yǎng)箱中暗處放置12 h。之后將處理組和對照組的種子轉(zhuǎn)移至鋪有兩層無菌試紙、直徑9 cm的培養(yǎng)皿中，加入10 mL不同濃度的CdCl2溶液，鎘濃度為0、10、20、40、80μmol·L?1，并置于光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，培養(yǎng)條件同1.3.6。

培養(yǎng)4 d后統(tǒng)計發(fā)芽率，以芽長達到種子長度的一半作為發(fā)芽標準，發(fā)芽率=發(fā)芽種子數(shù)/供試種子數(shù)。生長至14 d時采集全部水稻樣品，用卷尺測量莖基部至幼苗頂端葉尖，即為莖葉長，測定根尖到幼苗莖基部的長度，即為根長，記錄數(shù)據(jù)。

1.3.8 耐鎘菌株緩解水稻鎘脅迫的大田試驗

2018年4—10月，4個水稻品種728B、內(nèi)香1B、博B和深95B在湖南雜交水稻研究中心醴陵基地進行栽培。該地區(qū)土壤的理化性質(zhì)為pH 6.5，電導(dǎo)率198.7μS·cm?1，土壤含水量51.2%，有機質(zhì)含量3.2%，有機碳含量13.7 g·kg?1，總氮2.8 g·kg?1，速效磷14.2mg·kg?1，速效鉀181.9 mg·kg?1，NH+4?N 220.6 mg·kg?1，NO?3?N 0.4 mg·kg?1，重金屬鎘、鉻、錳、銅和鉛的含量為0.9、69.0、53.4、28.8 mg·kg?1和52.1 mg·kg?1。根據(jù)國家《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），該地區(qū)鎘水平超過風(fēng)險篩選值。

將實驗田分成30個區(qū)組（200 cm×60 cm），區(qū)組之間相隔40 cm，每個區(qū)組3列，每列10穴，每穴插2株，穴間距20 cm。當水稻秧苗長至五葉一心時，將水稻根浸泡在飽和T61菌劑（108CFU·mL?1）中30 min后插秧，對照組不浸泡菌液。每個品種對照組和菌劑處理組各設(shè)3個隨機區(qū)組重復(fù)。采用無污染水灌溉，前期按當?shù)亓?xí)慣進行大田水分管理，抽穗后保持田間淺水，進行干濕灌溉管理。本田施底肥，每公頃施復(fù)合肥225 kg，插秧后5 d內(nèi)進行第一次追肥，每公頃施復(fù)合肥225 kg、尿素75 kg。

當水稻在田間生長30 d（營養(yǎng)生長期）和60 d（生殖生長期）時，分別在每個區(qū)組收集水稻莖、葉樣品各3份，采用蘇州科銘生物技術(shù)有限公司出品的試劑盒測定樣品丙二醛（MDA）和超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）、過氧化氫酶（CAT）3種抗氧化酶活力。在成熟期收獲水稻籽粒，并采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP?MS）對去殼籽粒（糙米）鎘含量進行測定，每個樣品測定3個平行樣。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌株T61對Cd2+的耐受性和吸附性

阿氏芽孢桿菌（Bacillusaryabhattai）T61是一株本實驗室分離的對多種脅迫條件（紫外輻射、γ?射線、氧化脅迫）具有較強抗性的菌株。本研究對T61進行了Cd2+抗性鑒定，結(jié)果表明該菌株對Cd2+的IC50為15 μmol·L?1，MIC為80μmol·L?1，MTC為500μmol·L?1。

對菌株T61對Cd2+的去除性進行測定，在2.5、5、10 μmol·L?1CdCl2存在時，菌體T61在2 h時，對Cd2+的去除率分別為28.8%、20.3%和15.0%；在10 h時，對Cd2+的去除率分別為90.3%、55.9%和37.9%；在24 h時，對Cd2+的去除率分別為56.9%、50.6%和54.0%（圖1）。

2.2 菌株T61的植物促生性

對菌株T61的植物促生性進行測定，結(jié)果見圖2。T61在第1 d時產(chǎn)IAA量較少，此后趨于穩(wěn)定，最高IAA產(chǎn)量為6.2μg·mL?1；T61在第2 d時合成的鐵載體量最高，為46.6μmol·L?1，此后產(chǎn)量逐漸降低；T61在前5 d溶磷量較低，此后溶磷量上升，在第8 d時達到最大，為37.1μg·mL?1。

2.3 菌株T61在水稻植株上的定殖

采用綠色熒光蛋白標記的菌株T61（圖3A）侵染水稻根，結(jié)果表明T61可在日本晴和博B兩個水稻品種的植株內(nèi)有效定殖。T61菌劑蘸根處理15 d后，標記的菌株T61可以定殖在水稻根部（圖3B和圖3b）。處理30 d后，在水稻幼苗莖部的中央髓部維管束也觀察到綠色熒光標記的菌體（圖3C和圖3c）。這一結(jié)果表明T61在侵入植物體內(nèi)后，可通過根部皮層細胞間隙進入維管束，并沿維管束系統(tǒng)縱向移動，由植株地下部分向地上部分遷移或擴散。

2.4 菌株T61對水稻種子萌發(fā)的影響

T61對水稻種子萌發(fā)的影響如圖4所示。結(jié)果表明，當CdCl2濃度在10～80μmol·L?1時，日本晴種子的萌發(fā)率均在90%以上，T61菌劑處理組對萌發(fā)率沒有產(chǎn)生顯著影響。隨著Cd2+濃度增大，水稻根的生長受到顯著抑制，但在T61菌劑處理組中，根長均大于對照組，說明T61菌劑緩解了鎘脅迫對水稻幼苗根生長的抑制作用。施加菌劑對莖葉長沒有顯著影響。

2.5 接種T61對水稻莖葉MDA和抗氧化酶活性的影響

由于鎘脅迫可誘導(dǎo)細胞產(chǎn)生活性氧自由基（ROS），引起細胞產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)，為了評估菌劑施加緩解水稻受鎘脅迫的作用，對4個水稻品種728B、內(nèi)香1B、博B和深95B地上莖、葉部分進行氧化應(yīng)激標志物MDA和抗氧化酶活性測定。

在營養(yǎng)生長期，T61菌劑處理后，MDA水平和抗氧化酶活性整體呈下降趨勢（圖5）。相比對照組，莖中的MDA水平下降了12.6%～50.8%、葉中MDA含量下降了4.1%～32.5%；除728B外，其他3個水稻品種莖中的SOD活性下降了24.1%～58.5%，葉中無明顯下降趨勢；4個水稻品種的莖中POD活性下降25.2%～44.6%，除S95B之外，其他3個品種葉中POD活性下降5.8%～29.5%；4個品種莖中的CAT活性分別下降8.2%～64.5%，葉中無明顯下降趨勢。在生殖生長期，莖和葉MDA水平和抗氧化酶活性沒有明顯規(guī)律（結(jié)果未顯示）。

2.6 接種T61對水稻籽粒鎘含量的影響

在成熟期收獲籽粒，并采用ICP?MS對水稻去殼糙米的鎘含量進行測定。T61菌劑施加后，728B和內(nèi)香1B的鎘含量分別比對照組降低13.5%和11.2%，達到國家食品衛(wèi)生標準（鎘＜0.2 mg·kg?1），但不能降低博B和深95B糙米的鎘含量（圖6），說明T61菌劑對不同水稻品種籽粒鎘積累的影響不同。

3 討論

本研究表明阿氏芽孢桿菌T61具有較強的鎘耐受性和鎘吸附性，具有合成IAA、鐵載體和溶磷3種植物促生性。該菌株可以定殖于水稻植株上，促進鎘脅迫下水稻幼苗根的生長，緩解水稻營養(yǎng)生長期鎘導(dǎo)致的氧化脅迫，并降低某些水稻品種籽粒鎘含量，在農(nóng)田重金屬的微生物修復(fù)領(lǐng)域具有一定的應(yīng)用前景。

微生物可以對土壤重金屬進行原位鈍化修復(fù)，主要在于其可以定殖在植物根際和根部，通過胞外沉淀和吸附、胞內(nèi)吸收和轉(zhuǎn)化對重金屬離子加以固定或?qū)⑵滢D(zhuǎn)化為低毒形式，從而減少重金屬離子向植物地上部分的轉(zhuǎn)移和積累[6]。芽孢桿菌常用于土壤重金屬修復(fù)，其細胞壁中的肽聚糖和磷壁酸以及胞外聚合物（EPS）可以結(jié)合或吸附重金屬離子[14，25]。有研究報道，阿氏芽孢桿菌MCC3374在含砷培養(yǎng)基中培養(yǎng)24～36 h后可以去除41%的As（Ⅴ）和26%的As（Ⅲ）[26]。本研究發(fā)現(xiàn)阿氏芽孢桿菌T61在含鎘液體培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h后，培養(yǎng)基中的Cd2+下降50%，說明T61菌株可以對Cd2+產(chǎn)生吸附和結(jié)合作用。通過熒光蛋白標記，進一步證實菌株T61可以定殖于水稻根部和莖部細胞的細胞間隙，從而可以在胞外對Cd2+進行吸附和固定，減少Cd2+進入植物細胞而產(chǎn)生的毒害。但T61在水稻植株中的分布和遷移規(guī)律尚不明確，尚需采用qPCR等技術(shù)，定量分析T61在水稻植株各部分的豐度，以探討菌株定殖和分布與植物細胞重金屬含量和脅迫響應(yīng)的關(guān)系。

許多微生物具有植物促生性，可以合成IAA、鐵載體、ACC脫氨酶，并具有溶磷和固氮等活性，因此可以通過促進植物生長緩解重金屬脅迫[6]。阿氏芽孢桿菌T61可以合成IAA和鐵載體，并具有溶磷活性，是一個具有多種植物促生性的菌株。在鎘脅迫下，T61菌劑處理組與對照組相比，水稻幼苗根長有顯著提高，說明T61可以促進鎘脅迫下水稻根的發(fā)育，減小鎘對根生長的抑制作用。已報道芽孢桿菌DBM[16]、巨大芽孢桿菌[8]、枯草芽孢桿菌[7]和阿氏芽孢桿菌MCC3374[26]具有不同的植物促生性，在脅迫條件下發(fā)揮了微生物對植物生長的促進作用。

重金屬可以誘導(dǎo)植物體內(nèi)產(chǎn)生ROS，從而對細胞產(chǎn)生氧化脅迫[27]。一些研究報道了微生物可通過調(diào)節(jié)植物細胞的抗氧化酶活性以應(yīng)對重金屬脅迫[28]。例如，當Cd2+濃度為2.5 mmol·L?1時，阿氏芽孢桿菌MCC3374可以提高水稻（Oryza sativa L.var.Swarna masuri MTU7029）幼苗的SOD和CAT活性[26]。在另一項研究中，當Cd2+濃度為0.3 mmol·L?1時，芽孢桿菌PbSP6和AsSP9卻降低了水稻（Oryza sativa var.Satabdi）幼苗的MDA含量和SOD活性[29]。因此，鎘脅迫程度和菌劑種類對不同水稻品種抗氧化酶活性的影響存在差異。本研究通過施加T61菌劑，在湖南醴陵地區(qū)輕度鎘污染（0.9 mg·kg?1）的條件下，觀察到營養(yǎng)生長期4個水稻品種莖葉中的MDA含量和SOD、CAT、POD活性有不同程度的下降，分析其原因可能包括以下幾個方面：（1）T61可以定殖在水稻根和莖的細胞間隙，通過在植物細胞外對Cd2+進行吸附和固定，減少Cd2+進入水稻細胞，從而使細胞MDA和抗氧化酶活性均有所降低；（2）菌劑處理后，不同水稻品種MDA和抗氧化酶活性有所差異，這可能與水稻品種以及T61的定殖豐度有關(guān)。因此，需要進一步探討細菌豐度與植物細胞抗氧化酶活性的關(guān)系；（3）與營養(yǎng)生長期相比，菌劑處理對生殖生長期MDA和抗氧化酶活性沒有明顯影響。推測在苗期通過蘸根法進入水稻體內(nèi)的T61受到來自土壤微生物競爭和宿主自身菌群和代謝的影響，導(dǎo)致營養(yǎng)生長期和生殖生長期植株體內(nèi)T61的定殖豐度出現(xiàn)變化，削弱了菌劑的作用效果。一些研究表明，許多垂直傳播的內(nèi)生菌在植株內(nèi)的存活時間受到土壤微生物和宿主代謝活動的影響[30]。因此，尚需深入研究內(nèi)生菌在植物體內(nèi)的定殖和分布規(guī)律，這對于了解菌劑與水稻的互作關(guān)系，探討耐鎘菌劑緩解水稻受鎘脅迫的作用具有重要意義。

4 結(jié)論

（1）阿氏芽孢桿菌T61具有較強的鎘抗性和鎘吸附性，對Cd2+的最大耐受濃度為500μmol·L?1；24 h液體培養(yǎng)后對Cd2+的去除率在50%以上。

（2）阿氏芽孢桿菌T61具有較好的植物促生性，可以合成IAA、鐵載體，具有溶磷活性。

（3）阿氏芽孢桿菌T61可以定殖在水稻植株內(nèi)部，在種子萌發(fā)期可以促進根的生長，在大田試驗中可以緩解水稻營養(yǎng)期鎘導(dǎo)致的氧化脅迫，并降低728B和內(nèi)香1B糙米中的鎘含量。