錳氧化細(xì)菌定殖對(duì)漂浮植物大薸去除水中錳和氨氮的影響

摘要 將2株具有植物促生長(zhǎng)潛力的錳氧化細(xì)菌（manganese oxidizing bacteria，MOB）——微小桿菌屬（Exiguobacterium）OS和松鼠葡萄球菌（Staphylococcus sciuri）WLS01分別定殖到漂浮植物大薸根部，通過(guò)觀察和測(cè)定水培14 d前后植物的生長(zhǎng)和生理響應(yīng)、水中錳和氨氮含量、植物對(duì)錳的轉(zhuǎn)運(yùn)的變化來(lái)研究MOB定殖對(duì)植物的影響。結(jié)果表明：定殖OS和WLS01后大薸生物量增長(zhǎng)比例分別達(dá)到31.29%和25.81%，遠(yuǎn)高于未定殖組，同時(shí)增強(qiáng)了其光合作用。但定殖MOB后的大薸根部出現(xiàn)損傷。

關(guān)鍵詞 錳氧化細(xì)菌；植物促生長(zhǎng)潛力；漂浮植物；大薸；錳污染；氨氮；微生物-植物修復(fù)

中圖分類號(hào) X 53 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A

文章編號(hào) 0517-6611（2024）20-0059-06

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2024.20.014

開(kāi)放科學(xué)（資源服務(wù)）標(biāo)識(shí)碼（OSID）：

Effect of Colonization of Manganese Oxidizing Bacteria on the Removal of Manganese and Ammonia Nitrogen from Water by Floating Plant Pistia stratiotes

CHEN Xue-min，TANG Yan-kui，YIN Juan-juan et al

（School of Resources，Environment and Materials，Guangxi University，Nanning，Guangxi 530004）

Abstract Exiguobacterium sp.（OS） and Staphylococcus sciuri （WLS01），which were two strains of manganese oxidizing bacteria （MOB） with plant growth promoting potential，were inoculated in the roots of the floating plant Pistia stratiotes，respectively，the effects of MOB colonization on plants were studied by observing and measuring the growth and physiological response of plants before and after 14 days of water cultivation，changes in manganese and ammonia nitrogen content in water，and changes in manganese transport by plants.The results showed that colonization of OS and WLS01 led to an increase in P.stratiotes biomass by 31.29% and 25.81%，respectively compared to the uncolonized group，and the colonization also improved the plant photosynthesis.But after colonization MOB，damage appeared in the roots of P.stratiotes.

Key words Manganese oxidizing bacteria;Plant growth-promoting potential;Floating plant;Pistia stratiotes;Manganese pollution;Ammonia nitrogen;Microbial plant remediation

錳是國(guó)民經(jīng)濟(jì)不可或缺的金屬材料，但在錳冶煉過(guò)程會(huì)產(chǎn)生電解錳渣，若處置不當(dāng)，進(jìn)入環(huán)境的錳和氨氮會(huì)對(duì)水體造成污染。水生植物具有良好的污染物去除能力且生態(tài)友好、成本低廉，已廣泛應(yīng)用于水環(huán)境生態(tài)修復(fù)中［1-5］。已有報(bào)道漂浮植物大薸可以有效去除水中包括錳在內(nèi)的重金屬［5］，且植物易于收獲［6］，但高濃度錳暴露會(huì)對(duì)植物生長(zhǎng)產(chǎn)生不利影響［7］。近年來(lái)，錳氧化細(xì)菌 （manganese oxidizing bacteria，MOB） 具有固定水中游離錳的能力不斷被報(bào)道［8-9］，不少學(xué)者已經(jīng)在嘗試?yán)盟参锇l(fā)達(dá)的根系為微生物提供的良好棲息場(chǎng)所（根際泌氧），將具有植物促生長(zhǎng)能力的MOB定殖到錳富集植物組織如沉水植物狐尾藻［10］中，不僅解決了高濃度錳的存在影響植物生長(zhǎng)（降低生物量），進(jìn)而降低植物修復(fù)效率的問(wèn)題，實(shí)現(xiàn)更高效的細(xì)菌-植物聯(lián)合修復(fù)。植物促生菌（Plant growth-promoting bacteria，PGPB）是指生存在植物根際范圍內(nèi)，對(duì)植物生長(zhǎng)有促進(jìn)或?qū)Σ≡修卓棺饔玫挠幸娴募?xì)菌統(tǒng)稱。與植物伴生的PGPB可以通過(guò)產(chǎn)生一系列的化感物質(zhì)，如抗生素、氰化氫、裂解酶和鐵載體等來(lái)促進(jìn)植物生長(zhǎng)［11］，PGPB還通過(guò)合成抗生素，如硝基吡咯、非那嗪、間苯三酚、環(huán)脂肽和脂肽等物質(zhì)來(lái)防止植物被其他細(xì)菌和真菌侵染［12］。通過(guò)人為定殖同時(shí)兼具錳氧化能力和植物促生長(zhǎng)潛力的菌株來(lái)促進(jìn)漂浮植物生長(zhǎng)并提高其錳富集能力以實(shí)現(xiàn)更高效的植物修復(fù)效率，是一個(gè)值得探索的研究領(lǐng)域。該研究將具有錳氧化和植物促生長(zhǎng)能力的菌株OS（革蘭氏染色陰性） 和 WLS01（革蘭氏染色陽(yáng)性）定殖到大薸根系，考察菌株對(duì)大薸生長(zhǎng)生理響應(yīng)以及氨氮去除和錳富集能力的影響。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

從廣西大新縣某錳礦區(qū)受錳污染溪流不同基質(zhì)中篩選到2株錳氧化細(xì)菌（MOB），分別為松鼠葡萄球菌（Staphylococcus sciuri）WLS01菌株、微小桿菌屬（Exiguobacterium）OS菌株，其來(lái)源和促生長(zhǎng)能力見(jiàn)表1。大薸（Pistia stratiotes）為廣西本土生長(zhǎng)。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 微生物的擴(kuò)培。

取出于-80 ℃甘油管中保存的菌株OS和WLS0 分別劃線定殖至LB固體培養(yǎng)基，于35 ℃無(wú)菌培養(yǎng)箱中培養(yǎng)12 h。挑取固體培養(yǎng)基上生長(zhǎng)的單菌落，定殖于LB液體培養(yǎng)基中過(guò)夜培養(yǎng)，使用無(wú)菌生理鹽水調(diào)節(jié)菌懸液在600 nm下的光密度（OD）為1.000 ± 0.00 待用。

1.2.2 植物的培養(yǎng)。

采集長(zhǎng)勢(shì)良好的大薸植株，用自來(lái)水多次沖洗，去除植物表面的泥沙等雜質(zhì)，并使用10% Hoagland營(yíng)養(yǎng)液在光照培養(yǎng)箱（晝/夜溫度25 ℃∶22 ℃，光/暗比12 h∶12 h，光照強(qiáng)度為15 000 lx）中浮水預(yù)培養(yǎng)10 d，從中挑選長(zhǎng)勢(shì)一致的植物，去除腐葉并使用超純水沖洗表面后，稱取約50 g鮮重的植物，測(cè)定其初始生長(zhǎng)指標(biāo)（重量、根長(zhǎng)），并觀察其初始生長(zhǎng)情況。

1.2.3 細(xì)菌定殖。

將植物根部浸泡于1∶100（V/V）菌液中30 s，連同菌液一起放入含有Mn2+（30 mg/L）和氨氮（20 mg/L）的Hoagland營(yíng)養(yǎng)液的水中培養(yǎng)（MnCl2和NH4NO3作為錳及氨氮來(lái)源），以未定殖菌液的植物作為對(duì)照組。期間以陳放8 h以上的自來(lái)水補(bǔ)充以維持水量不變。培養(yǎng)14 d后，取出植物，測(cè)定生長(zhǎng)指標(biāo)，記錄生長(zhǎng)情況變化后，用吸水紙吸干表面水分，將植物組織殺青（105 ℃至恒重）、研磨粉碎，得到植物組織干樣品，保存待測(cè)。

1.3 分析方法

1.3.1 水質(zhì)參數(shù)。采用精密pHS-3C型pH計(jì)、DDS-307型電導(dǎo)率儀和水質(zhì)分析儀分別測(cè)定培養(yǎng)前后培養(yǎng)液的pH、電導(dǎo)率、溶解氧。采用納氏試劑分光光度法（HJ 535—2009）測(cè)定氨氮含量。

1.3.2 錳含量。水中：采用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定錳含量。植物組織：用陶瓷剪刀分別剪下培養(yǎng)桶中每一株植物的根和葉，用吸水紙吸干表面水分，剪碎，105 ℃烘干至恒重。稱取0.1 g樣品置于PTFE管中，加入9 mL HNO3、3 mL HCl和1 mL HF，在170 ℃下消解至溶液澄清透明，無(wú)可見(jiàn)固體。將消解液定容至50 mL，接著用0.45 μm水系針式濾膜進(jìn)行過(guò)濾，使用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定錳含量，每個(gè)樣品測(cè)定3次。

1.3.3 植物生長(zhǎng)指標(biāo)。

1.3.3.1 根長(zhǎng)。植物培養(yǎng)前以及植物培養(yǎng)結(jié)束后，進(jìn)行稱重及清洗，用吸水紙吸干表面水分后，用直尺（精度 0.1 cm）測(cè)量植物的根長(zhǎng)，取最大值。

1.3.3.2 生物量。用吸水紙吸干收獲的大薸表面水分后，立刻稱重測(cè)定生物量。

1.3.4 植物生理指標(biāo)的測(cè)定。

1.3.4.1 光合色素。

取0.5 g大薸葉片，剪碎后加入95%以上的乙醇，避光提取12 h，離心后取上清液，使用分光光度計(jì)分別于665、649和470 nm波長(zhǎng)下測(cè)定樣品的吸光度，計(jì)算葉綠素a、葉綠素b、類胡蘿卜素的含量［15］。

1.3.4.2 丙二醛（MDA）含量。

稱取0.5 g新鮮根部組織，加入5 mL預(yù)冷PBS緩沖液（pH=7.5）與適量100目石英砂，冰浴研磨成勻漿，將勻漿在8 000 r/min離心15 min，上清液即為提取液，使用南京建成生物工程研究所的MDA測(cè)定試劑盒（A003-1-1）測(cè)定MDA含量。

1.3.5 生物富集系數(shù)和生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。生物富集系數(shù)（BCF）反映植物對(duì)環(huán)境中重金屬的蓄積能力，生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）反映重金屬?gòu)闹参锔肯蛉~部轉(zhuǎn)移的能力，計(jì)算公式如下［16］：

BCF=CP/CS（1）

TF=CSL/CR（2）

式中：CP為整株植物重金屬含量（mg/kg）;CS為水中重金屬含量（mg/L）;CSL為植物莖葉中重金屬含量（mg/kg）;CR為植物根部重金屬含量（mg/kg）。

1.4 數(shù)據(jù)處理與質(zhì)量保證

為保證試驗(yàn)數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性，試驗(yàn)結(jié)果用3個(gè)平行的均值表示。使用IBM SPSS Statistics 27對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行顯著性分析和Pearson相關(guān)性分析；使用Excel 2019和Origin 2022對(duì)處理后的數(shù)據(jù)進(jìn)行作圖。試驗(yàn)過(guò)程所用試劑與藥品均為分析純或優(yōu)于分析純，試驗(yàn)過(guò)程中用水根據(jù)需要使用去離子水或超純水。試驗(yàn)前所有玻璃儀器均經(jīng)稀硝酸浸泡，并依次用清水和超純水清洗、烘干待用。

2 結(jié)果與分析

2.1 生長(zhǎng)指標(biāo)變化

2.1.1

植物生物量。從圖1a可以看出，在模擬廢水中培養(yǎng)14 d后，大薸生物量均明顯增加。在未定殖MOB組（PS）、定殖OS組（PS-OS）、定殖WLS01組（PS-WLS01）中，大薸生物量增長(zhǎng)量分別為13.74%、31.29%和25.81%，與未定殖MOB的試驗(yàn)組相比，定殖組的生物量增長(zhǎng)比例提升了1倍，由此推斷定殖OS和 WLS01均可促進(jìn)大薸生長(zhǎng)。

2.1.2 植物根長(zhǎng)。

從圖1b可以看出，在培養(yǎng)14 d后，雖然PS-OS 組、PS-WLS01組根長(zhǎng)有所增加（分別由7.1和8.1 cm生長(zhǎng)至12.2和13.5 cm），但PS組根伸長(zhǎng)比（62.9%）大于PS-OS組（50.9%）和PS-WLS01組（53.9%），且在PS-OS組和PS-WLS01組沉積物中可觀察到一些脫落的根部組織，說(shuō)明定殖OS和 WLS01可能使大薸根部小部分產(chǎn)生解離。

2.2 生理指標(biāo)變化

2.2.1 光合色素。

從圖2可以看出，在同一時(shí)間受相同程度的錳脅迫下，定殖OS和WLS01菌株能夠顯著提高葉綠素含量，葉綠素a含量分別增加了18.7%和26.4%，葉綠素b含量分別增加了16.9%和27.8%，類胡蘿卜素含量分別增加了7.5%和26.5%，說(shuō)明定殖OS和WLS01菌株能夠促進(jìn)大薸的光合作用。

2.2.2 MDA含量。

從圖3可以看出，未定殖錳氧化菌組（PS組）根部MDA含量為13.09 nmol/g，而定殖MOB的PS-OS組和 PS-WLS01組的MDA含量分別為14.33和14.28 nmol/g，略高于PS組。MDA是脂質(zhì)過(guò)氧化的最終產(chǎn)物，對(duì)植物體有害，是衡量細(xì)胞膜受損程度的重要指標(biāo)。由此可見(jiàn)2株MOB雖有促植物生長(zhǎng)能力，但未能緩解高濃度錳對(duì)大薸根部的脅迫。

2.3 細(xì)菌定殖對(duì)漂浮植物去除錳和氨氮的影響

2.3.1 對(duì)錳去除的影響。

2.3.1.1 對(duì)水中錳含量的影響。

由圖4可知，在初始錳含量為30 mg/L條件下，前3 d內(nèi)水中錳含量在所有試驗(yàn)組中呈現(xiàn)相似趨勢(shì)，但4 d后，定殖OS（PS-OS組）減弱了大薸對(duì)水中錳的去除，而PS-WLS01組水中錳含量開(kāi)始加速下降，直到 7 d 時(shí)定殖MOB組水中錳含量均升高，并在培養(yǎng)桶底部觀察到一些沉積的大薸根部，推測(cè)大薸在高濃度的錳脅迫下一部分吸收的錳隨著根部的脫落再次釋放到水中，在6～14 d，PS-OS組和PS-WLS01組培養(yǎng)桶底部均發(fā)現(xiàn)脫落的根部和凋落的葉片，但是PS-OS組和PS-WLS01組大薸葉片生長(zhǎng)狀況仍好于PS組。最終（14 d時(shí)）PS-OS組、PS-WLS01組和PS組水中錳含量分別為19.03、9.96和6.68 mg/L。

2.3.1.2 對(duì)植物葉和莖組織內(nèi)錳富集的影響。

對(duì)各組大薸的根和葉中錳含量進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果發(fā)現(xiàn)（圖5），即使是在清水中培養(yǎng)的植株（CK）根和葉中也含有少量的錳（預(yù)培養(yǎng)營(yíng)養(yǎng)液中錳作為微量元素之一），分別為128.31和10.09 mg/kg，經(jīng)過(guò)14 d在錳脅迫環(huán)境下培養(yǎng)，大薸各器官中的錳含量顯著增加，其中，相較于未定殖MOB的試驗(yàn)組（PS組），PS-OS組和PS-WLS01組大薸的葉中錳含量分別顯著增加了34.87%和31.93%，根中的錳含量變化則有所不同，定殖OS后的大薸根中錳含量低于未定殖的PS組，而定殖WLS01的試驗(yàn)組則與未定殖的結(jié)果相似。

各試驗(yàn)組中大薸在錳脅迫條件下培養(yǎng)14 d后的錳富集系數(shù)（BCF）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）如表2所示。所有試驗(yàn)組的富集系數(shù)都大于 說(shuō)明大薸有較好的錳富集能力；TF小于 說(shuō)明被富集的錳主要集中在根部。值得注意的是PS-OS組和PS-WLS01組TF分別為0.25和0.22，相較于PS組均有所提高，并不說(shuō)明定殖OS和WLS01促進(jìn)了大薸根部的錳向葉片的轉(zhuǎn)運(yùn)，而是因主要根部組織腐解導(dǎo)致被富集的錳向水中釋放。

2.3.2 對(duì)氨氮去除的影響。

從圖6可以看出，各試驗(yàn)組中氨氮經(jīng)過(guò)大薸的吸收后濃度均大幅下降，7 d后定殖MOB的試驗(yàn)組氨氮濃度開(kāi)始加速下降，最終PS-OS組和PS-WLS01組氨氮濃度分別降低了15和12 mg/L，去除率分別高達(dá)100%和78.15%，遠(yuǎn)高于PS組（53.60%），表明定殖OS和WLS01增強(qiáng)了大薸對(duì)氨氮的去除能力。

2.3.3 水體理化因子變化。

在錳脅迫下，對(duì)水中各項(xiàng)指標(biāo)進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果發(fā)現(xiàn)（圖7），14 d時(shí)，PS-OS組和PS-WLS01組的pH分別降為5.659和6.704，低于PS組（7.197），而電導(dǎo)率分別達(dá)到2050和2010 μS/cm，均高于PS組，其原因一方面可能是OS和WLS01釋放了某種酸性物質(zhì)直接導(dǎo)致pH下降，另一方面或許是由于定殖2株MOB使大薸根部微生物群落釋放酸性物質(zhì)間接導(dǎo)致pH下降。

3 討論

目前水體重金屬污染受到社會(huì)的普遍關(guān)注，生物修復(fù)技術(shù)相比于物理化學(xué)修復(fù)，具有成本低、環(huán)境友好等特點(diǎn)，利用植物-微生物聯(lián)合修復(fù)重金屬污染成為一種新途徑［17］。定殖PGPB可以通過(guò)多種機(jī)制促進(jìn)植物生長(zhǎng)并增強(qiáng)植物修復(fù)能力［18］。PGPB分為革蘭氏陽(yáng)性菌和陰性菌，可以通過(guò)細(xì)胞壁上肽聚糖的薄厚區(qū)分。其中，許多陽(yáng)性菌在與植物的相互作用中，可以分泌抗生素、植物激素和酶以促進(jìn)植物生長(zhǎng)，增強(qiáng)植物在逆境下的抗性和養(yǎng)分吸收能力；如Emmert等［19］研究發(fā)現(xiàn)蠟樣芽孢桿菌（Bacillus cereus）和鏈霉菌（Streptomyces albus）產(chǎn)生的抗生素可作為生物農(nóng)藥以防治植物疾病；Luo等［20］將能夠產(chǎn)生IAA、鐵載體和ACC脫氨酶的革蘭氏陽(yáng)性菌SLS18定殖到甜高粱上，提高其生物量和對(duì)鎘的吸收；Karlidag等［21］從印度勒克瑙的堿性土壤中分離出的芽孢桿菌（Bacillunbh31O0yKUV/zlpcjKmxsPN8VKtoXJK3BBIsp1LaRzY=s）菌株NBRI-SN13表現(xiàn)出幾種植物促生特性，定殖后能更有效地誘導(dǎo)磷酸三鈣的溶解。雖然已被商業(yè)化使用的PGPB大多為陽(yáng)性細(xì)菌，許多陰性菌也同樣具有促進(jìn)植物修復(fù)的潛力，包括銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）和慢性球菌（Azotobacter chroococcum）等［22］，但是定殖后對(duì)植物影響的穩(wěn)定性還有待深入研究，由于在植物-微生物系統(tǒng)中用于疾病控制/植物生長(zhǎng)促進(jìn)和化學(xué)吸收的整合取決于菌株的有效選擇［23］，因此這些陰性菌不像根瘤菌屬（Rhizobium Frank）和慢生根瘤菌屬（Bradyrhizobium Jordan）等的一些革蘭氏陰性菌因其穩(wěn)定及高效的固氮能力而被熟知［24］。

在該研究中，定殖OS（陰性）和WLS01（陽(yáng)性）均促進(jìn)了大薸的生長(zhǎng)，生物量明顯提高，其中定殖OS的大薸生物量增幅超過(guò)未定殖組的1倍，這可能與其能額外產(chǎn)生ACC脫氨酶的特性有關(guān)。周益帆等［25］研究表明從植物根系滲出的ACC可被產(chǎn)ACC脫氨酶細(xì)菌分解為碳源、氮源、α-丁酮酸，并減少ACC的積累，促進(jìn)植物的生長(zhǎng)。該研究表明PS-OS組和PS-WLS01組大薸的葉綠素a、葉綠素b和類胡蘿卜素含量均高于PS組，前人的研究也有類似的結(jié)果，例如Castanheira等［26］研究發(fā)現(xiàn)定殖的革蘭氏陰性菌Pseudomonas sp.G1DC10 和Sphingomonas azotifigens DSMZ 18530 提高了黑麥草葉綠素含量。Essalimi等［27］從歐洲李根際分離的PGPB能夠顯著促進(jìn)番茄生長(zhǎng)，提高葉綠素含量。劉婕等［28］研究發(fā)現(xiàn)定殖了產(chǎn)ACC脫氨酶的促生菌可以提高重瓣百合的葉綠素含量，還可以增加其花苞數(shù)，提前開(kāi)花期。在該研究中，葉綠素的增加或許還與類胡蘿卜素含量增加有關(guān)，其作為單線氧猝滅劑對(duì)保護(hù)葉綠素的合成起到了一定作用［15］。PS-OS組和PS-WLS01組的大薸在高濃度錳脅迫下葉綠素還能穩(wěn)定合成并多于PS組，這可能與其重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)能力改變有關(guān)。錳是光合作用中必不可少的元素［29］，Ijaz等［30］從玉米根際分離出的芽孢桿菌（陽(yáng)性）可以增強(qiáng)錳的遷移能力，使錳更容易被植物吸收，這種能力不僅提高了植物對(duì)錳的吸收，也可能有助于維持植物所需的錳水平以支持光合作用過(guò)程，定殖OS和WLS01提高了大薸將錳由根向葉轉(zhuǎn)運(yùn)的含量，這可能與其葉綠素含量升高相關(guān)。

定殖OS和WLS01均對(duì)大薸根部產(chǎn)生損傷，一方面可能是由于培養(yǎng)液中缺少有機(jī)碳，而植物根系的分泌物如糖類和氨基酸是根際微生物生長(zhǎng)和活動(dòng)的重要有機(jī)碳來(lái)源［31］，高濃度錳脅迫減弱了大薸根系分泌物的釋放。微生物利用損傷的根部進(jìn)行碳源補(bǔ)充，改變根部細(xì)胞壁的滲透壓，導(dǎo)致部分根毛腐解脫落，將富集的錳重新釋放到水中。但是，相較于PS組，即便根系受到更大損傷，在2株MOB的促生長(zhǎng)下大薸仍然長(zhǎng)勢(shì)良好，氨氮作為可直接吸收利用的氮素［32］被大薸快速吸收，水中氨氮含量也順勢(shì)降低。另一方面，還有可能是定殖MOB后改變了大薸根系水體環(huán)境，金屬耐受微生物可以通過(guò)改變pH、釋放螯合劑（如有機(jī)酸、鐵載體）、氧化/還原反應(yīng)來(lái)改變金屬的生物利用度［33］，定殖組的pH和電導(dǎo)率發(fā)生了較大變化可能加重了錳脅迫下的根部損傷甚至導(dǎo)致根部脫落。

觀察到的根系損傷和脫落是較少報(bào)道的植物促生菌（PGPB）效應(yīng)，雖然 PGPB 通常被認(rèn)為是有益的，但它們與植物根系的相互作用會(huì)因細(xì)菌菌株、植物種類、環(huán)境條件和細(xì)菌接種物濃度的不同而變化［34］。該研究結(jié)果表明，雖然定殖OS和WLS01促進(jìn)了大薸生長(zhǎng)，但它們也可能誘發(fā)了根系的應(yīng)激反應(yīng)，其中也許涉及乙烯的信號(hào)傳遞失衡［35］，而乙烯是已知的植物應(yīng)激反應(yīng)介導(dǎo)因子［36-37］。根系受損也有可能是由于細(xì)菌（即使是有益細(xì)菌）的存在引發(fā)了過(guò)度活躍的免疫反應(yīng)，Ji等［38］研究發(fā)現(xiàn)植物根系有時(shí)會(huì)將有益微生物的相互作用誤解為病原體的攻擊，從而激活防御機(jī)制，進(jìn)而造成根系損傷。

4 結(jié)論與展望

該研究結(jié)果表明，在錳脅迫下，定殖陰性菌OS可以明顯增加大薸的生物量和氨氮去除率，定殖陽(yáng)性菌WLS01在前7 d 內(nèi)可以促進(jìn)大薸對(duì)水中錳的吸收，2株菌都促進(jìn)了大薸對(duì)氨氮的吸收，提高了大薸的生物量和光合色素含量，但是定殖陰性菌OS后大薸的根部產(chǎn)生了更嚴(yán)重的損傷。未來(lái)的研究可從如何減輕微生物對(duì)根部的損傷入手，如補(bǔ)充外加碳源、細(xì)菌固定化（避免直接與植物根部接觸）等手段，既保證了細(xì)菌對(duì)水中錳的固定，同時(shí)實(shí)現(xiàn)植物促生長(zhǎng)。該研究為將兼具植物促生長(zhǎng)和錳氧化能力的細(xì)菌應(yīng)用于錳污染水環(huán)境的植物修復(fù)提供了參考。

參考文獻(xiàn)

［1］ PARK J B K，SUKIAS J P S，TANNER C C.Floating treatment wetlands supplemented with aeration and biofilm attachment surfaces for efficient domestic wastewater treatment［J］.Ecological engineering，2019，139：1-11.

［2］ HUYNH A T，CHEN Y C，TRAN B N T.A Small-scale study on removal of heavy metals from contaminated water using water hyacinth［J］.Processes，202 9（10）：1-9.

［3］ POLECHON′SKA L，SZCZE‘S′NIAK E，KLINK A.Comparative analysis of trace and macro-element bioaccumulation in four free-floating macrophytes in area contaminated by copper smelter［J］.International journal of phytoremediation，2022，24（3）：324-333.

［4］ KUMAR V，SINGH J，SAINI A，et al.Phytoremediation of copper，iron and mercury from aqueous solution by water lettuce （Pistia stratiotes L.）［J］.Environmental sustainability，2019，2（1）：55-65.

［5］ 郭昕曄.錳污染溪流附生硅藻：基于基質(zhì)的種群分布特征及單一藻株錳暴露響應(yīng)特性［D］.南寧：廣西大學(xué)，2022.

［6］ 王奇杰，馬旭洲.大薸及其附著物對(duì)網(wǎng)箱養(yǎng)殖水域氮磷去除效果的初步研究［J］.漁業(yè)現(xiàn)代化，2018，45（2）：59-63.

［7］ ARYA S K，ROY B K.Manganese induced changes in growth，chlorophyll content and antioxidants activity in seedlings of broad bean （Vicia faba L.）［J］.Journal of environmental biology，201 32（6）：707-711.

［8］ LI H L，TANG Y K，WU Y，et al.Bio-immobilization of soluble Mn（II） in aqueous solution with co-occurred Mn（II）-oxidizing bacteria： Facilitation or inhibition？［J］.Journal of environmental chemical engineering，202 9（6）：1-9.

［9］ 陳明珠，張林義，岳正波，等.酸性礦山廢水中錳氧化菌的分離鑒定及其對(duì)Mn2+的去除作用［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2022，42（9）：30-39.

［10］ TANG Y K，KANG H Y，QIN Z Y，et al.Significance of manganese resistant bacillus cereus strain WSE01 as a bioinoculant for promotion of plant growth and manganese accumulation in Myriophyllum verticillatum［J］.Science of the total environment，2020，707：1-8.

［11］ GLICK B R.Plant growth-promoting bacteria： Mechanisms and applications［J］.Scientifica （Cairo），2012，2012：1-15.

［12］ SARAF M，PANDYA U，THAKKAR A.Role of allelochemicals in plant growth promoting rhizobacteria for biocontrol of phytopathogens［J］.Microbiological research，2014，169（1）：18-29.

［13］ 李旖曦，陳涵冰，王耀強(qiáng)，等.耐砷促生菌對(duì)超富集植物蜈蚣草砷吸收及根際微生物群落的調(diào)控作用［J］.微生物學(xué)報(bào)，2023，63（6）：2401-2414.

［14］ 李明源，王繼蓮，姚拓，等.祁連山高寒草地扁蓿豆和黃花棘豆耐冷PGPB的篩選及促生特性研究［J］.農(nóng)業(yè)生物技術(shù)學(xué)報(bào)，202 29（11）：2074-2086.

［15］ 劉家華，陳克誠(chéng)，程娟，等.銅脅迫下大薸對(duì)銅的吸收特征與生理響應(yīng)［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2022，45（8）：61-68.

［16］ 范拴喜，張楠，孫旻涵，等.Pb、Zn和Cd復(fù)合重金屬潛在超富集植物的篩選與脅迫響應(yīng)特征［J］.環(huán)境科學(xué)，2024，45（8）：4870-4882.

［17］ DANYAL Y，MAHMOOD K，ULLAH S，et al.Phytoremediation of industrial effluents assisted by plant growth promoting bacteria［J］.Environmental Science and Pollution Research，2023，30（3）：5296-5311.

［18］ AKRAM A，TARA N，KHAN M A，et al.Enhanced remediation of Cr6+ in bacterial-assisted floating wetlands［J］.Water and environment journal，2020，34（S1）：970-978.

［19］ EMMERT E A B，HANDELSMAN J.Biocontrol of plant disease：A（Gram-） positive perspective［J］.FEMS microbiology letters，1999，171（1）：1-9.

［20］ LUO S L，XU T Y，CHEN L，et al.Endophyte-assisted promotion of biomass production and metal-uptake of energy crop sweet sorghum by plant-growth-promoting endophyte Bacillus sp.SLS18［J］.Applied microbiology and biotechnology，2012，93（4）：1745-1753.

［21］ KARLIDAG H，ESITKEN A，YILDIRIM E，et al.Effects of plant growth promoting bacteria on yield，growth，leaf water content，membrane permeability，and ionic composition of strawberry under saline conditions［J］.Journal of plant nutrition，2010，34（1）：34-45.

［22］ RAHNAMA S，GHEHSAREH A E，EBRAHIMI A，et al.Seed priming with plant growth-promoting bacteria （PGPB） improves growth and water stress tolerance of Secale montanum［J］.Heliyon，2023，9（4）：1-11.

［23］ TABASSUM B，KHAN A，TARIQ M，et al.Bottlenecks in commercialisation and future prospects of PGPR［J］.Applied soil ecology，2017，121：102-117.

［24］ HAYAT R，ALI S，AMARA U，et al.Soil beneficial bacteria and their role in plant growth promotion：A review［J］.Annals of microbiology，2010，60（4）：579-598.

［25］ 周益帆，白寅霜，岳童，等.植物根際促生菌促生特性研究進(jìn)展［J］.微生物學(xué)通報(bào)，2023，50（2）：644-666.

［26］ CASTANHEIRA N L，DOURADO A C，PAIS I，et al.Colonization and beneficial effects on annual ryegrass by mixed inoculation with plant growth promoting bacteria［J］.Microbiological research，2017，198：47-55.

［27］ ESSALIMI B，ESSERTI S，RIFAI L A，et al.Enhancement of plant growth，acclimatization，salt stress tolerance and verticillium wilt disease resistance using plant growth-promoting rhizobacteria （PGPR） associated with plum trees （Prunus domestica）［J］.Scientia horticulturae，2022，291：1-10.

［28］ 劉婕，徐俊，張穎，等.含ACC脫氨酶的植物根際促生菌對(duì)重瓣百合生長(zhǎng)及生理特性的影響［J］.西南農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2022，35（11）：2520-2526.

［29］ KHOSHRU B，MITRA D，NOSRATABAD A F，et al.Enhancing manganese availability for plants through microbial potential： a sustainable approach for improving soil health and food security［J］.Bacteria，2023，2（3）：129-141.

［30］ IJAZ A，MUMTAZ M Z，WANG X K，et al.Insights into manganese solubilizing Bacillus spp.for improving plant growth and manganese uptake in maize［J］.Frontiers in Plant Science，202 12：1-18.

［31］ 劉京偉，李香真，姚敏杰.植物根際微生物群落構(gòu)建的研究進(jìn)展［J］.微生物學(xué)報(bào)，202 61（2）：231-248.

［32］ 鐘開(kāi)新，王亞琴.植物氮素吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)的研究進(jìn)展［J］.廣西植物，201 31（3）：414-417.

［33］ RAJKUMAR M，SANDHYA S，PRASAD M N，et al.Perspectives of plant-associated microbes in heavy metal phytoremediation［J］.Biotechnology advances，2012，30（6）：1562-1574.

［34］ KATSENIOS N，ANDREOU V，SPARANGIS P，et al.Assessment of plant growth promoting bacteria strains on growth，yield and quality of sweet corn［J］.Scientific reports，2022，12：1-13.

［35］ IQBAL N，TRIVELLINI A，MASOOD A，et al.Current understanding on ethylene signaling in plants： The influence of nutrient availability［J］.Plant physiology and biochemistry，2013，73：128-138.

［36］ HUANG J，ZHAO X，BRGER M，et al.The role of ethylene in plant temperature stress response［J］.Trends in plant science，2023，28（7）：808-824.

［37］ WANG F F，CUI X K，SUN Y，et al.Ethylene signaling and regulation in plant growth and stress responses［J］.Plant cell reports，2013，32（7）：1099-1109.

［38］ JI S H，KIM J S，LEE C H，et al.Enhancement of vitality and activity of a plant growth-promoting bacteria （PGPB） by atmospheric pressure non-thermal plasma［J］.Scientific reports，2019，9：1-13.