鳳眼蓮根際耐Cd、Zn細菌的分離鑒定及對Cd、Zn去除效果研究

郭 山，桂恒俊，陳 翩，趙建偉，周文兵，萬小瓊，朱端衛

（華中農業大學資源與環境學院生態與環境工程研究室，武漢 430070）

水體的重金屬污染在我國是一項影響區域十分廣泛、危害程度非常巨大、持續時間極為長久、對人體健康威脅尤為嚴重的水污染問題。從近年來對我國境內各大流域的調查報道情況來看，從雨水稀缺的西北地區到降雨充沛的東部地區，從人口密集的城市區域到人口稀疏的農村區域，從經濟發達的沿海地區到經濟較為落后的西部地區，全國范圍內的大小水域均出現了程度不一的重金屬污染問題[1-4]。Cd、Zn為同族元素，具有相似的原子結構及化學性質，在自然界總是伴生、伴存而造成復合污染[5]。Cd具有遷移性強、毒害性大的特點，是生物毒性最強的重金屬元素之一。Zn是人體、動植物必需的微量元素，但其含量超過閾值也會對生物體產生毒害作用[6]。

植物-微生物聯合修復重金屬污染是近年來新興的一種生物修復方法，隨著人們對植物根際微生物和內生微生物認識的深入，越來越多的外接或內源微生物被用來與不同的重金屬積累型或超積累型植物相互組合，以起到更加高效的重金屬修復效果[7]。

鳳眼蓮（Eichhornia crassipes）作為一種能夠有效凈化水體污染的水生植物，被廣泛運用在各類水體污染的治理工程中，在修復污染水體、豐富生物多樣性等方面發揮了重要的作用。鳳眼蓮修復水體不僅僅依靠自身的凈化能力，其發達的根系上寄生或共生的微生物也有突出貢獻，目前鳳眼蓮與根際微生物聯合修復重金屬的作用越來越受到關注，Abou-Shanab等[8]從埃及Mariout湖泊的鳳眼蓮根系分離出6株對Cr有較高耐受性的細菌，將6種細菌和鳳眼蓮聯合培養對Cr進行富集，結果顯示接種組相對于對照組Cr富集量提高了8～35倍。Padmapriya等[9]從鳳眼蓮根部表面分離出了惡臭假單胞菌和蠟樣芽孢桿菌，以其和鳳眼蓮為實驗材料做聯合培養實驗對Cu進行去除，結果發現去除率可以達到80%以上。但是關于鳳眼蓮根際耐Cd和Zn菌株的研究還鮮有報道，本文將以從鳳眼蓮根系分離純化的3株耐Cd和Zn的細菌R12、R15、R16為研究對象，初步探討其特性及其對鳳眼蓮富集Cd和Zn的影響，研究結果在宏觀層面為植物-微生物聯合修復水體重金屬污染提供了更多的理論依據。

1 材料與方法

1.1 鳳眼蓮樣本

供實驗所用鳳眼蓮采自武漢市洪山區野芷湖。將采回的鳳眼蓮沖洗干凈后放入自來水中預培養一周[10]，再選取大小長勢基本一致的鳳眼蓮，用去離子水沖洗干凈，進行 20 mg·L-1Zn2++0.5 mg·L-1Cd2+的水培暴露實驗，Cd和 Zn分別以 CdCl2·2.5H2O、ZnCl2（分析純）的形式添加。7周馴養結束后剪下部分鳳眼蓮根系作為實驗材料。

1.2 菌株的分離及耐受性試驗

將鳳眼蓮根部鮮樣取下裝入滅菌離心管，然后轉移入超凈工作臺內，用滅菌塑料剪刀將根剪碎后轉移入裝有30 mL滅菌液體LB培養基的50 mL錐形瓶內；在37℃、160 r·min-1下于恒溫培養箱內活化12 h；取活化后的菌懸液涂布到經系列濃度Cd2+和Zn2+修正過的固體LB培養基上，涂布好的平板于37℃培養箱內培養1～2 d，待菌落形成后，用接種環按無菌操作法從平板上形態不同的菌落中各取一環，再在新的固體培養基平板上用劃線法分離，重復操作直至挑選出對Cd和Zn耐受性良好的菌株。

將生長至對數期的菌懸液按照1∶300體積比的接種量分別加入到含不同濃度重金屬的LB培養基中。其中 Cd2+的濃度為 0.5、2.0、5.0、10.0 mg·L-1，Zn2+的濃度為 20、100、300、500 mg·L-1。接種后將培養基在 37℃、160 r·min-1培養 12 h，以菌株在不添加重金屬的培養基中的生長情況為對照，用分光光度法測定不同金屬濃度暴露下菌液的OD470值。

1.3 菌株的鑒定及系統發育分析

采用細菌16S rRNA通用引物，利用PCR技術進行擴增。引物由武漢擎科創新生物科技有限公司提供。16S rRNA PCR反應條件：94℃預變性5 min；94℃變性 1 min，50℃退火 1 min，72℃延伸 1.5 min，33個循環；72℃延伸10 min。

通過凝膠電泳檢測結果，由武漢擎科創新生物科技有限公司測序。

對于每一個細菌的16S rRNA序列在NCBI數據庫中進行BLAST檢索，將檢索結果中序列相似度達到95%以上的細菌種屬羅列備用為實驗菌的大致歸屬。將羅列出來的序列相似度較高的菌株與實驗菌株的16S rRNA序列一起進行系統發育分析，進一步確定細菌的歸屬。系統發育樹的構建通過MEGA 6.0軟件采用鄰接法（Neighbor-joining method）進行。

1.4 耐重金屬細菌對Cd和Zn的去除作用

將菌株按照無菌操作法接入裝有30 mL滅菌液體LB培養基的50 mL錐形瓶內，在37℃、160 r·min-1下于恒溫搖床內活化14 h獲得原菌液；按照1∶300體積比的接種量將原菌液接入3組裝有750 mL滅菌LB培養基的搖瓶，每組3個重復；將搖瓶置于37℃、160 r·min-1下培養5 h后加入Cd母液和Zn母液使得培養液內 Cd2+、Zn2+濃度分別為 0.5 mg·L-1和 20 mg·L-1；繼續振蕩培養，分別于 12、24、36 h 進行取樣，將懸菌液在4℃、8000 r·min-1下離心30 min，分離上清液和菌體沉淀；上清液通過0.45 μm濾膜抽濾保存，菌體沉淀在105℃下烘干至恒重保存。細菌對重金屬的去除率：

式中：C1、C2分別為細菌富集重金屬的量和上清液剩余重金屬的量，mg。

1.5 細菌中Cd和Zn含量的測定分析

烘干后的樣品采用HNO3-HClO4消解，將消解好的溶液轉移至50 mL容量瓶中，用去離子水定容。過濾后采用原子吸收光譜儀（AA240FS GTA120）測定Cd、Zn 含量[10]。

1.6 鳳眼蓮-微生物聯合培養

首先對鳳眼蓮根系進行滅菌處理[11]，后將CdCl2·2.5H2O或ZnCl2母液按照一定的比例與滅菌霍格蘭植物營養液混合，得到濃度為0.5 mg·L-1Cd2+和20 mg·L-1Zn2+的1 L培養液。重金屬的實驗設計按照如下處理進行：①對照組，培養液中不含有重金屬和根際細菌。②Cd或Zn處理組，在培養液中分別加入Cd或Zn使培養液濃度為0.5 mg·L-1Cd2+或 20 mg·L-1Zn2+，不添加根際細菌。③根際細菌+Cd或Zn處理組，在含有重金屬的培養液中，分別投入根際細菌R12、R15、R16，細菌密度為 106CFU·mL-1。每組設置 3 個重復。整個培養試驗在植物生長培養箱中進行，光暗比為12 h∶12 h，溫度為25℃，濕度為80%，光照強度為 20 000 lx，CO2濃度 9.1 μmol·L-1，培養時間分為 4周和7周。

培養結束后將鳳眼蓮從營養液中取出，先用自來水沖洗，再用去離子水沖洗3次，將植物分為根、莖、葉三部分。其中根在20 mmol·L-1的Na2-EDTA溶液中浸泡15 min以去除吸附在根表面的重金屬，用吸水紙吸干樣品表面的水分。將植物鮮樣在105℃殺青30 min，然后在65℃下烘干至恒重。

1.7 鳳眼蓮中Cd和Zn含量的測定分析

植物干樣研磨過60目篩，供重金屬含量分析，測定方法同1.6。

轉移系數（Transfer factor，TF）=地上部分所累積的重金屬的含量（g·kg-1）/根部所累積的重金屬的含量（g·kg-1）[12-13]。

1.8 統計分析方法

實驗數據采用Excel 2013和Origin Pro 8.0分析，利用SPSS 20.0進行單因素方差分析（ANOVA）和Duncan檢驗多重比較（P＜0.05），結果以平均值±標準差表示。

2 結果與分析

2.1 菌株對Cd和Zn的耐受性

由圖1可見，R12、R15、R16對重金屬Cd耐受能力良好，Cd2+濃度在10 mg·L-1以下時，隨著Cd2+添加濃度的增加，R12、R15的生長受到輕微的抑制，而R16生長受到明顯抑制，但仍能頑強生存。在3種菌對Zn的耐受實驗中，20 mg·L-1Zn2+對3種菌的生長幾乎沒有影響，100 mg·L-1Zn2+對菌的生長影響微弱，300 mg·L-1Zn2+對菌的生長抑制作用明顯，當Zn2+濃度達到500 mg·L-1時，3種菌均無法生長。

2.2 菌株的16S rRNA基因測序分析

通過對這3種菌進行16S rRNA基因測序，并將測序結果構建系統發育樹對細菌進行進一步的種屬鑒定（圖2）。結果表明R12和R15在系統發育上可以劃分到假單胞菌屬（Pseudomonas），這兩株菌與銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）在系統進化樹上處于同一分支，序列同源性達到100%。R16在系統發育上可以劃分到寡養單胞菌屬（Stenotrophomonas），寡養單胞菌屬目前僅有一個菌種即嗜麥芽寡養單胞菌（Stenotrophomonas maltophilia），R16 與寡養單胞菌屬的Stenotrophomonas maltophilia strain MHF ENV 20（HM625746.1）在進化樹上處于同一分支，序列同源性達到99%。由此可初步確定R12、R15為兩株銅綠假單胞菌，R16為一株嗜麥芽寡養單胞菌。

2.3 耐重金屬細菌對Cd、Zn的去除作用

隨著培養時間的變化，單位質量3種細菌對Cd和Zn的去除情況類似，R12、R16均表現為隨著培養時間的增加而增加，在培養36 h時達到最大，其中Cd 分別為 0.076 mg·g-1和 0.17 mg·g-1，Zn 分別為0.57 mg·g-1和2.71 mg·g-1（表1和表2）。而單位質量R15對Cd和Zn的去除量表現為隨培養時間增加先減少后增加的趨勢，在培養36 h達到峰值，分別為0.065 mg·g-1和 0.52 mg·g-1。

圖1 R12、R15、R16對Cd和Zn的耐受性Figure 1 Tolerance to cadmium and zinc of R12，R15，R16

從3種細菌對培養液中Cd和Zn的整體去除率來看，隨培養時間的增加，R12、R15、R16對Cd和Zn的去除率均表現為隨培養時間增加而增加（圖3）。3種細菌在培養12 h時對Cd和Zn的去除率沒有明顯差異，其中Cd在10%左右，Zn在2%左右。而在培養24 h時，R12對Cd的去除率明顯高于另外兩種，達到了23%。在培養36 h后，R16對Cd的去除率高達41%。在培養24 h和36 h時，R16對Zn的去除率均最大，分別達5%和16%。

2.4 鳳眼蓮-微生物聯合培養對Cd、Zn的富集

2.4.1 耐重金屬細菌對鳳眼蓮富集Cd的影響

培養4周后，除對照組的根、莖、葉中均未檢測到Cd外，其余處理組各部位均檢測到Cd，且都表現為根部對Cd的富集量最高，說明鳳眼蓮根部對Cd的富集能力明顯高于莖、葉部（圖4）。同等條件下，根際細菌R12、R15、R16的加入使得鳳眼蓮根部的Cd含量顯著降低，分別為單一Cd處理組的24%、61%、51%，說明根際微生物的加入抑制了鳳眼蓮根部對Cd的富集，但微生物的加入并未對鳳眼蓮莖、葉部富集Cd的能力產生顯著影響。同時根際細菌的加入引起了鳳眼蓮對Cd轉移系數的變化，相較于Cd處理組的 TF 值（27.6%），R12、R15、R16的加入分別使 TF值提高到了118.0%、41.9%、53.5%，說明R12、R15、R16加入培養4周提高了鳳眼蓮將Cd從根部轉移到莖、葉部的能力。

圖2 R12、R15、R16的16S rRNA基因序列系統發育樹Figure 2 Phylogenetic tree of 16S rRNA gene sequence of R12、R15、R16

表1 單位質量細菌對Cd的去除量（10-2mg·g-1DW）Table 1 Removal of cadmium by bacteria in unit quality（10-2mg·g-1DW）

表2 單位質量細菌對Zn的去除量（10-2mg·g-1DW）Table 2 Removal of zinc by bacteria in unit quality（10-2mg·g-1DW）

培養7周后，對照組的各部位仍未檢測到Cd，而其余處理組均有檢出，仍表現為根部富集量最高且顯著高于莖、葉部。其中，R15的加入使得鳳眼蓮根部和莖部的Cd含量顯著提高，分別為單一Cd處理組的1.14倍和1.26倍，而葉部Cd含量沒有發生顯著變化；R12的加入顯著抑制了鳳眼蓮根部對Cd的富集，根部富集量僅為單一Cd處理組的21.4%，同時R12的加入顯著提高了鳳眼蓮莖部對Cd的富集量，莖部富集量為單一Cd處理組的1.18倍，但對葉的Cd積累影響不顯著；R16的加入顯著抑制了鳳眼蓮各部位對Cd的富集，根、莖、葉三部分的Cd含量分別為單一Cd處理組的23.6%、79.4%、84.1%。從鳳眼蓮對Cd的TF值來看，根際細菌R15的加入對TF值未產生明顯影響；R12、R16的加入均顯著提高了TF值，相較于單一Cd處理組的22.5%，分別增加至116.7%和78.3%。Cd脅迫處理7周后，根際細菌R15促進了鳳眼蓮對Cd的富集，對Cd在鳳眼蓮內部的遷移影響微弱，根際細菌R12、R16雖然抑制了鳳眼蓮根部對Cd的富集，但卻促進了重金屬Cd從鳳眼蓮根部向地上部的遷移。

圖3 不同時間細菌對Cd和Zn的去除率Figure 3 Removal rate of cadmium and zinc by bacteria at different time

對比培養4周和培養7周后鳳眼蓮對Cd的富集情況可以發現，對照組各部位均未檢測到Cd。培養7周的Cd處理組的莖、葉部Cd含量相較于培養4周未出現顯著變化，但根部Cd含量卻提高了0.36倍。培養7周的Cd+R12處理組根部和莖部Cd含量顯著提高，分別為培養4周時的1.26倍和1.86倍，葉內Cd含量無顯著變化。培養7周的Cd+R15處理組鳳眼蓮根、莖、葉部的Cd含量分別為培養4周時的2.57、1.27、1.28倍。培養7周的Cd+R16處理組，莖部和葉部的Cd含量與培養4周相比沒有顯著變化，但是根部的Cd積累量略有降低。

2.4.2 耐重金屬細菌對鳳眼蓮富集Zn的影響

圖4 Cd脅迫下R12、R15、R16對鳳眼蓮中Cd含量的影響Figure 4 The effect of R12，R15，R16 on Cd content in Eichhornia crassipes under cadmium treatments

培養4周后，在對照組中檢測到低水平的Zn存在，可能是因為Zn作為植物生長發育的營養元素，在沒有外源添加的情況下也能在鳳眼蓮體內保存有一定的含量。加入Zn后，各處理組鳳眼蓮各部位對Zn的富集量顯著提升，且均表現為根部對Zn的富集量明顯高于莖、葉部，說明鳳眼蓮對Zn的富集也同樣集中在根部。同時根際微生物R12、R15、R16的加入較于單一Zn處理組，鳳眼蓮根部對Zn的富集量幾乎未受影響，但是都顯著削弱了莖部對Zn的富集量，R12、R16的加入對鳳眼蓮葉內Zn含量未造成顯著影響，而R15的加入降低了鳳眼蓮葉內的Zn含量。從鳳眼蓮對Zn的轉移系數來看，單一Zn處理和對照相比，TF值從155.2%下降到55.8%，表明Zn脅迫顯著抑制了Zn從鳳眼蓮根部向地上部的遷移。R12、R15、R16的加入進一步降低了鳳眼蓮對Zn的TF，與單一Zn處理組相比降低了 15.3%、21.5%、18%（差值），表明根際微生物的加入抑制了Zn從鳳眼蓮根部向莖、葉部分的遷移（圖5）。

培養7周后，在對照組中依然檢測到低水平Zn的存在，各處理組也仍表現為根部富集的Zn含量最高。相對于對照組，鳳眼蓮不同部位對Zn的富集量均顯著提高。R12、R15、R16的加入對鳳眼蓮富集Zn的能力并未造成顯著影響，但是對鳳眼蓮內部的Zn遷移卻有重要的貢獻。相較于單一Zn處理組TF值（73.6%），R12、R15的加入使得TF值下降到55.8%和56.8%，說明R12、R15的加入抑制了Zn在鳳眼蓮內部的遷移能力。而R16的加入卻使得TF值從73.6%提升到92.4%，表明R16促進了Zn在鳳眼蓮內的遷移。

綜合培養4周和培養7周的結果可以發現，不同處理組培養7周后的TF值相較于培養4周時均有顯著提高，單一Zn處理組TF值從55.8%提高到了73.6%，表明隨著鳳眼蓮的生長，更多的Zn從鳳眼蓮根部遷移到地上部。R12、R15、R16的加入沒有對鳳眼蓮富集Zn的能力造成顯著影響，但是卻能夠調節Zn在鳳眼蓮內部的遷移情況，Zn+R12處理組TF值從40.5%提高到了55.8%，Zn+R15處理組TF值從34.3%提高到了 56.8%，Zn+R16處理組 TF值從37.8%提高到了92.4%，表明隨著處理時間的增加，R12、R15、R16對Zn在鳳眼蓮體內遷移能力的促進越來越強。

3 討論

圖5 Zn脅迫下R12、R15、R16對鳳眼蓮中Zn含量的影響Figure 5 The effect of R12，R15，R16 on Zn content in Eichhorniacrassipes under zinc treatments

從已有的針對鳳眼蓮的研究結果來看，鳳眼蓮被證實對鎘、鋅、銅、鉛、鉻、汞等多種重金屬都有出色的富集能力，是一種優秀的環境修復植物，在改善水質、修復環境方面有著杰出貢獻[14]。而鳳眼蓮對重金屬的去除作用不僅僅依靠其本身的富集能力，在鳳眼蓮盤根交錯的根系上生活著的各種微生物對整個鳳眼蓮體系富集重金屬的作用也有著重要的貢獻[15]，但目前國內外對這方面的探究較少。本研究嘗試從鳳眼蓮根系分離篩選出耐重金屬 Cd、Zn的細菌 R12、R15、R16，結果證實3株菌均可以耐受10 mg·L-1的Cd2+和300 mg·L-1的Zn2+，這表明長期處于高濃度Cd和Zn的生存環境下，自然選擇可能使得鳳眼蓮根際細菌具備了耐受這些重金屬的能力。通過鑒定，R12、R15、R16分屬于Pseudomonas和Stenotrophomonas 2個不同的屬，這兩個屬的細菌已經被證實具有良好的Cd、Zn耐受能力，而且可以對環境當中的Cd、Zn進行去除[16-17]，這與我們的研究結果是一致的。

鳳眼蓮-微生物的聯合培養實驗證明，菌株的加入確實會對鳳眼蓮富集Cd、Zn產生不同程度的影響。根際細菌R12、R16在Cd暴露處理4周和7周時，均降低了鳳眼蓮對Cd的吸收，提高了鳳眼蓮對Cd的轉運系數；R15則在培養4周時，表現出降低鳳眼蓮對Cd的吸收，提高鳳眼蓮對Cd的轉運系數，在培養7周時卻提高了鳳眼蓮對Cd的富集量，對Cd在鳳眼蓮內部的轉運影響較小。這表明不同細菌種類、不同培養時間都會影響鳳眼蓮對Cd的富集，這種影響表現在鳳眼蓮對Cd的吸收量以及Cd在鳳眼蓮體內的遷移。

在Zn暴露處理下，隨著培養時間的延長，R12、R15、R16并未對鳳眼蓮富集Zn的量產生顯著影響，而且隨培養時間延長，R12、R15均有效降低了鳳眼蓮對Zn的轉運系數，R16隨著培養時間的延長卻促進了Zn在鳳眼蓮內部的遷移。這表明不同細菌種類、不同培養時間也會影響鳳眼蓮對Zn的富集，但這種影響不同于Cd，只表現為Zn在鳳眼蓮體內遷移的變化。因此可以初步得出細菌對鳳眼蓮富集重金屬過程的調控受到重金屬類型、細菌種類和時間的共同影響。

而對于Pseudomonas和Stenotrophomonas這兩種屬細菌在植物富集重金屬過程中的作用已有部分探討，菌株通過產生吲哚乙酸（IAA）、分泌鐵載體以及轉化金屬形態等作用對植物生長和金屬富集造成影響[18-19]。Sinha 等[20]的研究顯示 Pseudomonas aeruginosa KUCd1分泌的鐵載體可以抑制植物對Cd的吸收。同時也有研究顯示Pseudomonas aeruginosa產生的鐵載體PVD和PCH可以通過增加Cr的生物有效性來提高Cr在玉米內的含量[21]。

由于鳳眼蓮根際微生物的多樣性和微生物對重金屬作用原理的復雜性，目前對鳳眼蓮根際微生物促進其重金屬富集的機理研究還在不斷地完善當中，根際微生物在鳳眼蓮富集重金屬方面的廣譜性和特異性作用還有待明確。

4 結論

（1）從鳳眼蓮根際篩選出的耐重金屬細菌R12、R15、R16均可以耐受較高濃度Cd和Zn，經鑒定3株菌分屬假單胞菌屬（Pseudomonas）和寡養單胞菌屬（Stenotrophomonas）。

（2）3株菌均具有一定去除Cd和Zn的能力，但總體來說R16的去除效果最好。

（3）R12、R16可以通過抑制Cd進入鳳眼蓮根部從而提高鳳眼蓮對Cd的耐受性，R15通過調節Cd進入鳳眼蓮根部及其在植株中的遷移影響植物對Cd的富集；R12、R15、R16對鳳眼蓮富集Zn的影響主要體現在對鳳眼蓮內部Zn遷移的調控。

[1]Gao Q,Li Y,Cheng Q Y,et al.Analysis and assessment of the nutrients,biochemical indexes and heavy metals in the Three Gorges Reservoir,China,from 2008 to 2013[J].Water Research,2016,92：262-274.

[2]Li C,Song C W,Yin Y Y,et al.Spatial distribution and risk assessment of heavy metals in sediments of Shuangtaizi estuary,China[J].Marine Pollution Bulletin,2015,98（1/2）：358-364.

[3]Ma X L,Zuo H,Tian M J,et al.Assessment of heavy metals contamination in sediments from three adjacent regions of the Yellow River using metal chemicalfractionsand multivariate analysistechniques[J].Chemosphere,2015,144（3）：264-272.

[4]Zhang Z Y,Li J,Mamat Z,et al.Sources identification and pollution evaluation of heavy metals in the surface sediments of Bortala River,Northwest China[J].Ecotoxicology&Environmental Safety,2016,126：94-101.

[5]賴彩秀,潘偉斌,張太平,等.蘋果酸和草酸對兩種植物吸收土壤中Cd、Zn 的影響[J].生態科學,2016,35（4）：31-37.LAI Cai-xiu,PAN Wei-bin,ZHANG Tai-ping,et al.Effects of malic acid and oxalic acid application on the uptake of Cd and Zn by two plants[J].Ecological Science,2016,35（4）：31-37.

[6]趙轉軍,南忠仁,王兆煒,等.Cd,Zn復合污染菜地土壤中重金屬形態分布與植物有效性[J].蘭州大學學報（自科版）,2010,46（2）：1-5.ZHAO Zhuan-jun,NAN Zhong-ren,WANG Zhao-wei,et al.Form distribution of Cd,Zn and bioavailability in arid contaminated oasis soil[J].Journal of Lanzhou University,2010,46（2）：1-5.

[7]馬 瑩,駱永明,滕 應,等.內生細菌強化重金屬污染土壤植物修復研究進展[J].土壤學報,2013,50（1）：195-202.MA Ying,LUO Yong-ming,TENG Ying,et al.Effects of endophytic bacteria enhancing phytoremediation of heavy metal contaminated soils[J].ActaPedologicaSinica,2013,50（1）：195-202.

[8]Abou-Shanab R A I,Angle J S,Berkum P V.Chromate-tolerant bacteria for enhanced metal uptake by Eichhorniacrassipes（Mart.）[J].International Journal of Phytoremediation,2007,9（2）：91-105.

[9]Padmapriya G,Murugesan A G.Biosorption of copper ions using rhizoplane bacterial isolates isolated from Eicchornia crassipes（（Mart.）solms）with kinetic studies[J].Desalination&Water Treatment,2014,53（13）：1-8.

[10]譚彩云,林玉滿,陳祖亮.鳳眼蓮凈化水中重金屬的研究[J].亞熱帶資源與環境學報,2009,4（1）：47-52.TAN Cai-yun,LIN Yu-man,CHEN Zu-liang.The use of Eichhornia crassipes for the removal of heavy metals from aqueous solutions[J].Journal of Subtropical Resources&Environment,2009,4（1）：47-52.

[11]張雨婷,王 賢,王永勤,等.次氯酸鈉用于植物培養基滅菌方法初探[J].中國農學通報,2012,28（4）：263-268.ZHANG Yu-ting,WANG Xian,WANG Yong-qin,et al.The study on sodium hypochlorite for sterilization of plant culture medium[J].Chinese Agricultural Science Bulletin,2012,28（4）：263-268.

[12]Stoltz E,Greger M.Accumulation properties of As,Cd,Cu,Pb and Zn by four wetland plant species growing on submerged mine tailings[J].Environmental&Experimental Botany,2002,47（3）：271-280.

[13]韋韓陽,陳同斌,黃澤春,等.大葉井邊草：一種新發現的富集砷的植物[J].生態學報,2002,22（5）：777-778.WEI Chao-yang,CHEN Tong-bin,HUANG Ze-chun,et al.Cretan brake（Pteris creticaL.）：An arsenic-accumulating plant[J].ActaEcologicaSinica,2002,22（5）：777-778.

[14]Yadav A K,Pathak B,Fulekar M H.Rhizofiltration of heavy metals（cadmium,lead and zinc）from fly ash leachates using water hyacinth[J].International Journal of Environment,2014,4（1）：179-195.

[15]El-Deeb B,Gherbawy Y,Hassan S.Molecular characterization of endophytic bacteria from metal hyperaccumulator aquatic plant（Eichhornia crassipes）and its role in heavy metal removal[J].Geomicrobiology Journal,2012,29（10）：906-915.

[16]Upadhyay A,Kochar M,Rajam M V,et al.Players over the surface：Unraveling the role of exopolysaccharides in zinc biosorption by fluorescent Pseudomonas strain Psd[J].Frontiers in microbiology,2017,8.doi:10.3389/fmicb.2017.00284.

[17]Shi P L,Zhu K X,Zhang Y X,et al.Growth and cadmium accumulation of Solanum nigrum L.seedling were enhanced by heavy metal-tolerant strains of Pseudomonas aeruginosa[J].Water,Air,&Soil Pollution,2016,227（12）：459.

[18]Li K,Ramakrishna W.Effect of multiple metal resistant bacteria from contaminated lake sediments on metal accumulation and plant growth[J].Journal of Hazardous Materials,2011,189（1/2）：531-539.

[19]Ullah A,Sun H,Munis M F H,et al.Phytoremediation of heavy metals assisted by plant growth promoting（PGP）bacteria：A review[J].Environmental&Experimental Botany,2015,117：28-40.

[20]Sinha S,Mukherjee S K.Cadmium-induced siderophore production by a high Cd-resistant bacterial strain relieved Cd toxicity in plants through root colonization[J].Current Microbiology,2008,56（1）：55-60.

[21]Braud A,Geoffroy V,Hoegy F,et al.Presence of the siderophores pyoverdine and pyochelin in the extracellular medium reduces toxic metal accumulation in Pseudomonas aeruginosaand increases bacterial metal tolerance[J].Environmental Microbiology Reports,2010,2（3）：419-425.