土壤菌绿化范文

土壤菌绿化范文（精选4篇）

土壤菌绿化 第1篇

针对我国土壤重金属污染特征,原位钝化修复具有成本较低、操作简单、见效快等优点,在大面积中轻度重金属污染土壤修复中有着不可替代的作用。已有研究表明采用含活性磷的物质可有效钝化土壤中Pb、Cd、Cu、Zn等重金属,已经得到了国内外许多学者的研究与认可[5,6];含磷物质施入土壤后,虽不能改变土壤中重金属的总量,但可快速降低土壤中重金属的迁移性和生物有效性[7]。在土壤中投加含磷钝化剂时可以显著提高土壤无机磷的含量,但是在碱性土壤中大部分的无机磷被钙镁固定,在酸性土壤中被铁铝固定,而难以起到钝化效果及被植物体利用[8]。如果将土壤中的所含无效磷转化为有效磷,既可以钝化土壤中的重金属元素,又能促进农作物生长。

土壤中难溶性磷的生物活性很低,必需经过风化、溶解或其他外界作用才具有活性。溶磷菌(phosphate solubilizing bacteria,简称PSB)广泛存在于土壤中,可以通过生命活动过程中分泌磷酸酶与有机酸将土壤中无效磷活化[9,10];现有大量研究表明,利用PSB可有效提高土壤有效磷含量、提高农作物产量[11,12];但在利用PSB钝化土壤重金属方面的研究较少。

因此,本文利用筛选到的一株高效溶磷菌作为目标菌株,以磷矿粉作为目标磷源,研究PSB对磷矿粉的溶磷特性与对Pb的钝化作用,初步分析其钝化作用机制,以期为铅污染土壤的钝化修复提供科学依据与技术支持。

1 材料与方法

1.1 供试土壤样品

供试土壤采集于某铅蓄电池厂附近污灌农田土壤0~20 cm表层土,风干后过2 mm筛,编号为TR1;取一定量TR1土壤加入一定量Pb溶液,直至土壤中总Pb含量达到500 mg/kg,土壤含水量保持在田间持水量的60%左右,静态培养5 d,风干后过2 mm筛,编号为TR2。测定这两种土壤的基本理化性质,添加Pb后土壤p H有微小升高,总磷含量不变,由于受Pb2+影响有效磷含量降低,如表1所示。

1.2 高效溶磷菌的筛选

筛选固体培养基:10 g葡萄糖、5 g磷矿粉、5 g Mg Cl2·6H2O、0.03g Fe SO4·7H2O、0.25 g Mg SO4·7H2O、0.03 g Mn SO4、0.3 g KCl、0.3g Na Cl、0.5 g(NH4)2SO4、15 g琼脂,p H 7~7.5,105℃灭菌30 min。

液体发酵培养基:10 g葡萄糖、5 g磷矿粉、5 g Mg Cl2·6H2O、0.03 g Fe SO4·7H2O、0.25 g Mg SO4·7H2O、0.03 g Mn SO4、0.3 g KCl、0.3 g Na Cl、0.5 g(NH4)2SO4,p H 7~7.5,105℃灭菌30 min。

在污灌区范围内采集表层土壤样品、根际土样品与河道底泥样品作为筛选目标菌菌源,在无菌条件下,分别取10 g土样加入到含有90 m L无菌水的三角瓶中,28℃、100 r/min振荡30 min,吸取0.1m L涂在装有培养基的平板上,28℃倒置培养3 d。根据菌落形态选取溶磷圈较大的菌落,反复划线、涂布至镜检较纯、菌体形态一致为止,在根际土样品中获得一株高效溶磷菌,命名为GJ-3。

1.3 试验方法

本文主要利用高效溶磷菌的溶磷特性钝化修复铅污染土壤,因TR2土壤样品的铅浓度已达到《土壤环境质量标准》三级标准500 mg/kg属重度污染,因此主要考察菌液添加量、土壤总磷含量对钝化效果的影响。

因受土壤土著菌的影响,需考察目标菌的添加量以确保目标菌在土壤中有效存活,进而起到解磷的效果。将目标菌利用液体发酵培养基进行发酵培养,在培养至对数期时取适量菌液50 m L、100 m L、150 m L、200 m L分别加入到装有1 kg TR2土壤样品的有机玻璃柱中,有机玻璃柱直径10 cm、高20 cm,根据添加菌液量的不同分别命名为T50,T100,T150,T200,实验过程中保持土壤含水量在田间持水量的60%左右,25℃,静态培养15 d,考察土壤中目标菌数量,确定菌液的最佳添加量。

在确定菌液添加量后,研究添加磷矿粉对钝化效果影响,通过添加磷矿粉分别调整TR2土壤中总磷含量为0.7、0.8、0.9、1.0 g/kg,同时以不添加菌液的土壤作为对照,实验过程中保持土壤含水量在田间持水量的60%左右,25℃,静态培养15 d,钝化结束后考察微生物含量、重金属形态、有效磷含量变化。

上述实验,实验过程中均进行五组平行对照。

1.4 测定方法

土壤Pb总量采用HCl-HNO3-HF-HCl O4消煮法,土壤Pb形态分级按采用Tessier五步提取法测定土壤重金属形态变化[13],其活性组分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机态和残渣态;生物有效态铅含量国际上多利用NH4NO3提取法测定[14],利用1 mol/L NH4NO3(水∶土=1∶2.5)振荡2h提取上清液。消煮液和各级提取液中的Pb含量用电感耦合等离子光谱仪(optima 8000型,美国PE)。全磷采用HCl O4-H2SO4法,有效磷测定采用0.5 mol/L Na HCO3提取法。利用XRD分析处理前后土壤结构形态变化。土壤目标菌数量利用平板稀释法,根据目标菌特殊菌落形态测定。

2 结果与分析

2.1 目标溶磷菌解磷效果研究

对筛选到的目标PSB进行解磷实验,测定p H与有效磷含量随时间变化如图1所示。

从图1中可以看出,随着培养时间的延长,溶液中可溶磷含量显著增加,当含量达到550 mg/L时达到平衡,表明目标菌株可有效活化磷矿粉中的无效磷;在可溶磷含量增加的同时,溶液p H显著降低,最终稳定在4.1左右,表明在溶磷过程中微生物有明显的产酸,这与之前研究结果一致[15,16],表明产酸是GJ-3菌溶磷的主要机理之一。

2.2 不同菌液添加量对土壤成分的影响

对土壤样品TR2添加不同量的菌液后,经15d的钝化培养后考察土壤中各主要相关组分含量的变化,如表2所示。

注:“±”为标准偏差;“ND”为未检出

从表2中可以得出,随着菌液添加量的增加土壤p H降低,尤其是在添加量达到150 m L时下降较显著,这一方面由于目标菌发酵液的p H较低只有4.1,另一方面是在添加量为150 m L时土壤中目标菌大量存活,目标菌生长繁殖进一步分泌有机酸导致,但由于土壤具有很强的p H缓冲性未造成土壤p H发生剧烈变化;由于目标菌存活后在土壤中的生命活动,导致土壤中有效磷(Olsen-P)含量微小增加,而NH4NO3提取态Pb有降低的趋势,但受制于土壤总磷含量较低导致有效磷(Olsen-P)增加趋势、NH4NO3提取态Pb降低趋势不显著;土壤总磷含量有微小增加可能是由于添加的菌液中溶解的磷素造成。

由于土壤土著菌的存在,当菌液添加量较少时目标菌无法与土著菌竞争,不能有效存活;而当菌液添加量增至150 m L时,在加入时可以初步改变土壤p H、较多的菌液为目标菌提供生长繁殖的养分,从而可以为目标菌在与土著菌的竞争下提供有利条件。

2.3 土壤全磷含量对钝化效果的影响

由于土壤含磷量普遍偏低,通过添加磷矿粉提高土壤全磷含量,对不同含磷量土壤的微生物钝化修复,其NH4NO3提取态Pb含量如图2所示。

从图2可看出,随着土壤全磷含量的升高,两种土壤中有效态Pb含量都有降低趋势,但添加菌液的土壤中有效态铅含量降低更为显著,这表明目标PSB的解磷效果在土壤有效表达,从而达到钝化修复重金属铅的目的。但是由于受到土壤总磷含量的影响,在含磷量较低时不能达到有效钝化土壤中大部分铅目的,当土壤全磷含量达到1.0 g/kg时,在目标PSB作用下有效态Pb含量降至4 mg/kg左右,并且不随着土壤全磷含量的增加进一步降低,这表明针对本研究中所用土壤样品,当全磷含量增加至1.0 g/kg时可获得较好效果。与传统直接添加钝化剂相比显著降低了含磷物质的投加量[17],可有效节约成本、减少对环境的二次污染。

2.4 钝化前后土壤中Pb形态结构变化

利用Tessier连续提取法分析在三组土壤样品中Pb形态随时间变化:TR2土壤样品、最佳全磷含量校准土壤(编号:ZP)、最佳菌液添加量与全磷含量校准土壤(编号:JP),三组样品经15 d钝化过程后,Pb形态结构变化如图3所示。

由图3可知,与对照组相比单独添加磷矿粉提高土壤全磷含量对Pb的形态影响不大,而添加菌液同时提高全磷含量的土壤中Pb形态发生显著变化,其中可交换态含量降至低于检测限,碳酸盐提取态也显著降低由对照组27%降至15%,这两种形态代表土壤中活性铅的主要来源,与2.2节中NH4NO3提取态Pb含量显著降低相一致;而残渣态含量显著升高由17%升至33%,表明土壤中铅向稳定的残渣态转变,说明目标溶磷菌在土壤有效发挥解磷钝化重金属的作用,具有良好的修复效果。

2.5 钝化过程中有效磷含量与p H变化

考察最佳菌液添加量与全磷含量校准土壤样品经15 d钝化过程中有效磷与p H随钝化时间变化,如图4所示。

图4有效磷与p H随钝化时间变化Fig.4 Changes of olsen-p and p H with passivation time

图4表明,随着钝化时间的延长,土壤中有效磷含量显著增加,当升高至19 mg/kg时基本达到稳定;p H不断降低,当降至6.57时不再继续降低。由于土壤具有很强的p H缓冲性,土壤的p H受目标PSB作用下只有微小降低,远低于目标菌发酵液的p H,但土壤中有效态Pb含量显著降低,有效磷含量显著升高,表明目标PSB在土壤微环境中起到了解磷钝化的作用,究其原因是微生物可以在土壤微环境中产酸、解磷[18],而对土壤整体p H影响较小。

2.6 XRD分析钝化前后土壤成分变化

为了研究钝化前后土壤中成分变化,将钝化修复的土壤与对照组土壤进行XRD分析,测定其组分变化,如图5所示。

Q为Si O2;K为高岭石;C为Pb CO3;P为Pb3(PO3)2;E为Pb5(PO4)3Cl

由图5可知,钝化修复后的土壤的XRD图谱中衍射峰强度发生变化,经过物相鉴定发现,经过钝化作用后代表Pb CO3、Pb3(PO3)2的峰相对强度值显著降低、代表氯磷酸铅盐化合物(Pb5(PO4)3Cl)的峰显著升高,这表明在微生物的作用下土壤中PbCO3、Pb3(PO3)2的相对含量显著降低,而稳定化合物磷酸铅盐相对含量显著升高,而氯磷酸铅盐化合物(Pb5(PO4)3Cl)是Pb在土壤中最稳定的化合物之一[19],这与Tessier分析中得出的Pb向残渣态转变相符合,说明目标溶磷菌有效的起到了钝化重金属铅的作用。

3 结论

(1)利用筛选到的高效溶磷菌的溶磷特性,通过调节土壤全磷含量,显著提高了土壤有效磷含量、降低有效态Pb含量,使得土壤中铅由可交换态、碳酸盐结合态向残渣态转变。

(2)通过XRD分析钝化产物得出钝化产物主要为氯磷酸铅盐化合物(Pb5(PO4)3Cl),这一稳定的含铅化合物。

(3)与传统直接添加钝化剂相比相比显著降低了含磷物质的投加量,提高对无效磷的利用率,可有效节约成本、减少对环境的二次污染。

摘要：利用高效溶磷菌的溶磷特性对受铅污染土壤展开修复研究,研究了菌液添加量与土壤全磷含量对重度污染土壤修复效果的影响。通过测定有效磷含量、有效态铅含量、pH等指标变化,结合X射线衍射法(XRD)分析土壤物相变化,初步研究了溶磷菌的钝化机制。当目标溶磷菌发酵菌液的添加量达到150mL/kg时,目标菌可有效在土壤中存活;当土壤全磷含量达到1g/kg时,经过钝化培养可将土壤有效态铅含量降至4mg/kg、土壤中有效磷含量增加至19mg/kg。对钝化后土壤Pb形态分析表明,在目标溶磷菌作用下,土壤中Pb由可交换态、碳酸盐结合态向残渣态转变,XRD分析结果表明残渣态主要为氯磷酸铅盐化合物(Pb_5(PO_4)_3Cl),是Pb在土壤中最稳定的化合物之一。

土壤菌绿化 第2篇

摘要：从石油污染土壤中筛选出1株细菌(Bacillus sp.)和1株真菌(Mucor sp.),以12种不同材料为载体对混合菌进行固定化,研究了固定化混合菌的`降解特性.结果表明,采用吸附法能有效实现混合菌在改性后蛭石上的固定化.制得的固定化混合菌,传质性能好,对芘(Pyr)和苯并芘(BaP)的降解率42d分别可达94.96%和74.96%,明显高于游离菌对Pyr和BaP的降解率60.49%和50.09%.采用扫描电子显微镜(SEM)观察了固定化混合菌微观结构,同时探讨了固定化混合菌的传质过程作 者：苏丹    李培军    王鑫    V.A.Verkhozina    SU Dan    LI Pei-jun    Wang Xin    V.A.Verkhozina  作者单位：苏丹,SU Dan(中国科学院,沈阳应用生态研究所,辽宁,沈阳,110016;中科院研究生院,北京,100049)

李培军,LI Pei-jun(中国科学院,沈阳应用生态研究所,辽宁,沈阳,110016)

王鑫,Wang Xin(沈阳大学沈阳环境工程重点实验室,辽宁,沈阳,110044)

土壤菌绿化 第3篇

关键词：棉浆废液；光合细菌；土壤；硝态氮；投菌量

中图分类号： X703文献标志码： A文章编号：1002-1302（2014）06-0330-02

收稿日期：2014-01-14

作者简介：高红（1981—），女，天津人，硕士，讲师，主要从事环境污染治理教学与研究。E-mail：gh0121@126.com。我国每年产生大量的棉秆废弃物，处置困难，而棉秆本身的化学形态及纤维结构决定了它是一种较为优质的造纸原料。从解决造纸资源紧缺、保护环境及实现循环经济的角度考虑，将棉秆与APMP（碱性过氧化氢机械浆）技术相结合，可制造出高得率的瓦楞原纸的本色浆[1]。但APMP废水的污染负荷属于高浓度有机废水，利用普通的物理、生化等方法处理较难达到造纸工业废水排放标准[2-3]。

通过生物转化的途径可对棉浆废液进行资源化，由于棉浆废液中含有大量的纤维素及其分解产生的低分子量的半纤维素、甲醛、醋酸、乙酸、多糖、果胶、蛋白等多种营养物质，是一种天然的微生物培养基。可利用这些营养成分作为培养光合细菌的基质，生产出有益微生物制剂，最终实现循环经济。

土壤生物修复是新近发展起来的一项清洁环境的新兴技术。它是指利用特定的生物（植物、微生物或原生动物）吸收、转化、清除或降解环境污染物，实现环境净化、生态效应恢复的生物措施。优点主要为处理费用低，处理成本只相当于物化方法的1/3～1/2；处理效果好，对环境的影响低，不会造成二次污染，不破坏植物生长所需要的土壤环境；处理简单，可以就地进行处理。基于这些优点，应用生物修复已成为当今土壤污染治理技术研究的一大热点。

土壤本身是缺氧和兼性厌氧的环境，有利于光合细菌发生反硝化反应将硝酸盐氮转化为氮气脱出系统，对降低土壤中的硝酸盐氮有非常重要的意义。本试验中利用棉秆机械浆废液作为培养光合细菌的培养基，培养一种产酸克雷伯式菌（笔者所在实验室从土壤中筛选获得，命名为N4），将其应用于土壤中硝酸盐氮的降解。

1材料与方法

1.1材料

1.1.1材料试验所用的废液为棉秆经APMP机械制浆后的挤出液，其过程中只加入了碱液NaOH，以降低棉秆原料中纤维与木质素、半纤维素之间的结合强度。挤出废液中仍保留有棉秆本身的大量天然营养物质，这些成分适宜用作微生物培养基。

1.1.2仪器和药品仪器：QYC200恒温空气摇床，上海富马仪器公司生产；定氮蒸馏装置，天津玻璃厂生产；BS110S分析天平，德国SARTORIUS公司生产。主要药品：饱和硫酸钙溶液、盐酸标准溶液（0.01 mol/L）、甲基红-溴甲酚绿混合指示剂、氧化镁悬液、硫酸亚铁锌还原剂、硼酸（20 g/L）。

1.2方法

1.2.1试验设计取3个锥形瓶，各加入100 g风干土，并施入预先配制好的KH2PO4 0.15 mg。同时加入15 mL蒸餾水将土润湿，塞好棉塞置于温度为20～30 ℃的室内，培养 10 d 后分别施入普通培养基培养的N4菌液，并加入棉浆废液培养基培养的N4菌液。试验共设3个处理，分别为处理1施入普通培养基培养的N4菌液20 mL、处理2加入棉浆废液培养基菌液10 mL、处理3加入棉浆废液培养基培养的N4菌液5 mL，每处理重复3次。不同处理土壤保持同一湿度。

在测定最低投菌量时，培养方式同上，将5、2、1、0.5、0.1 mL 棉浆废液培养的菌液分别投入已经培养好的土壤中，处理间保持湿度一致。

1.2.2测定时间及方法投菌前取样1次，投菌后每隔10 d取样1次，分别测定土壤中NO-3-N、NH+4-N含量[4]。

2结果与分析

2.1不同处理N4菌对土壤中硝态氮降解的影响

由于普通细菌培养基中含有铵盐，在好氧培养过程中部分铵态氮被合成为细菌自身细胞物质，部分好氧硝化为硝态氮，大部分硝态氮被N4菌同步反硝化为氮气脱除，有部分残留于培养基中，故施加普通培养基培养的N4菌的土壤中硝态氮本底值高于其他2种处理（图1）。

总体来看，3个土样中硝态氮初始值均高于正常值（0.5～50.0 mg/kg）。经过处理后，土壤中的硝态氮均有明显的降低，处理后前20 d去除速率较快而后变缓。试验初期处理1中硝态氮的去除速率不及处理2、处理3，因为培养基中有未被N4菌代谢完的铵盐存在，使得处理1的土样在开始时铵态氮含量就高于其他2个土样，阻碍了反硝化反应的正向进行。后期由于N4菌的衰亡，处理1中的菌数优势体

现出来，最终硝态氮的去除率达到79.3 %，略高于其他2个处理（图1）。3个土样硝态氮的最终含量均低于或接近正常值，说明N4菌能明显降低土壤中的硝态氮，2种培养方式对其作用效果没有影响。3个处理中不同菌量对硝态氮去除的影响也不明显，说明还未达到最低投菌量。土壤是缺氧而非严格厌氧的环境，可以断定N4菌在土壤中发生的是好氧反硝化反应，与异氧硝化菌一般都是好氧反硝化菌的报道一致[5]。N4菌利用好氧反硝化酶[6]的作用，在有氧条件下进行反硝化作用去除硝态氮。据报道，好氧反硝化菌要求的溶解氧浓度较低，在一定范围内反硝化率不受溶解氧的影响[7]，所以N4菌能在有氧环境土壤中很好地去除硝态氮。

2.2土壤中铵态氮的变化

3个土样中铵态氮的变化如图2所示。在土壤中N4菌主要发生的是反硝化反应，硝态氮被还原为氮气脱出系统（图2）。3个处理中铵态氮含量均有所升高，铵态氮是能被植物直接吸收利用的存在形式[8]，被吸收到植物体内的铵态氮可直接与光合作用产物有机酸结合，形成氨基酸，进而形成其他含氮有机物。N4菌能够使土壤中硝态氮降解的同时，铵态氮含量略有增加，对植物生长能起到一定的促进作用。

2.3最佳投菌量

为便于大规模田间应用，试验设计5种不同投菌量，测定处理后10 d土壤中硝态氮含量及20 d后低投菌量处理中硝态氮的变化（图3）。由图3可见，随着投菌量的减少硝态氮去除率降低，投菌量低于2 mL去除率降低明显。

20 d后测定3种低投菌量处理土样中硝态氮的变化，结果（表1）表明，20 d后低投菌量处理硝态氮降解量均较低，说明2 mL是N4菌在土壤中的最低投菌量，即投菌量为 3.0×1010 个/kg。

2.4土壤中N4菌的生长情况

投菌后用基本细菌培养基，采用稀释平皿法按10-4、10-5、10-63个稀释度测定土壤中的N4菌数，结果如表2所示。N4菌在投菌30 d后数量明显减少，说明在土壤这个复杂的微生物环境中，菌群之间相互竞争，N4菌由于生长周期较长，不能一直保持数量上的优势，在一段时间后出现衰亡。若持续降低硝态氮的含量，应每隔30 d投加N4菌以保持其优势，投菌量为3.0×1010 个/kg。

培养时间（d）N4菌的数量（107 个/g）102.3202.1301.540 0.6

3结论

试验结果表明，N4菌能在土壤环境中发生反硝化反应去除硝态氮，棉浆废液、普通培养基这2种培养方式对N4菌降解硝态氮没有影响。投菌30 d后土壤中的硝态氮含量低于或接近正常值，对降低种植地土壤中硝态氮的本底值，进而对降低蔬菜中硝酸盐残留有重要的意义。N4菌能够在促进土壤中硝态氮降解的同时使铵态氮含量略有提高，对促进植物生长起到一定的积极作用。为便于大规模田间应用，确定最低投菌量为3.0×1010 个/kg；若要保持土壤中N4菌的优势，投菌周期为30 d。

参考文献：

[1]秦丽娟，刘廷志，陈夫山，等. 新技术、新设备、新方法提高瓦楞原纸强度[J]. 黑龙江造纸，2005，33（1）：22-24.

[2]武书彬. 造纸工業水污染控制与治理技术[M]. 北京：化学工业出版社，2001.

[3]杨学富. 制浆造纸工业废水处理[M]. 北京：化学工业出版社，2001.

[4]中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M]. 上海：上海科学技术出版社，1978.

[5]Scholten E，Lukow T，Auling G，et al. Thauera mechernichensis sp. nov.，an aerobic denitrifier from a leachate treatment plant[J]. International Journal of Systematic Bacteriology，1999，49（3）：1045-1051.

[6]Robertson L A，Gijskuenen J. Aerobic denitrification：a controversy revived[J]. Arch Microbiology，1984，13（3）：351-354.

[7]Wilson L P，Bouwer E J. Biodegradation of aromatic compounds under mixed oxygen/denitrifying conditions：a review[J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology，1997，18（2/3）：116-130.

土壤菌绿化 第4篇

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验在福州市新店镇蔬菜研究所进行, 试验地地势平坦, 为灰泥田, 排灌方便, p H值6.7。

1.2 试验材料

供试药剂:40%乐果乳油 (上海亚泰农资有限公司生产) 。试验品种:泰国白管空心菜。

1.3 试验设计

试验设5个处理, 即处理1:在开花期喷施乐果800倍液250 g/m2;处理2:在开花期喷施乐果800倍液250 g/m2和清水250 g/m2;处理3:在开花期喷施乐果800倍液250 g/m2和阴沟肠杆菌发酵液250 g/m2;处理4:在开花期喷施乐果800倍液250 g/m2和阴沟肠杆菌发酵液5倍液250 g/m2;以清水作对照 (CK) 。3次重复, 随机区组设计, 小区面积10 m2。

1.4 试验过程

空心菜种子先撒播后移栽。田间管理按常规进行。试验于2008年9月15日 (空心菜开花期) 喷雾施药, 施药当天天气以晴为主, 间或多云, 无降雨过程, 平均气温25~35℃。施药后待药液干时开始取样, 此后1、3、5、7、14 d分别取样, 取样后立即进行预处理。

1.5 测定方法

取土壤样品20 g于250 m L三角瓶中, 加入100 m L二氯甲烷, 在振荡器上振荡提取20 min后加1 g无水Na2SO4, 抽滤。滤渣用10 m L二氯甲烷洗涤2次, 合并滤液, 于旋转蒸发仪上蒸干, 甲醇冲洗并定容至20 m L, 供液相色谱测定。

2 结果与分析

由表1可知, 处理1、2未使用阴沟肠杆菌, 其降解半衰期分别为2.72、2.64 d, 14 d后的乐果残留量分别为28.574、18.308 mg/kg;处理3同时施用等量的乐果与阴沟肠杆菌发酵液, 乐果降解的半衰期提前至2.47 d, 14 d后的残留量为12.932 mg/kg, 降解率为54.7%;处理4同时施用等量的乐果与阴沟肠杆菌发酵液5倍液, 乐果降解的半衰期提前至2.54 d, 14 d后的残留量为16.515 mg/kg, 降解率为42.2%。

3 结论与讨论

国内外对微生物降解农药有了较多的研究, 因为微生物降解能耗低, 不易造成二次污染而成为研究热点。该试验通过阴沟肠杆菌对乐果在土壤中残留降解的研究结果表明:按常规使用浓度使用乐果后, 其在土壤中的降解半衰期为2.72 d, 14 d后的乐果残留量为28.574 mg/kg。在添加等量的阴沟肠杆菌发酵液后, 土壤中的降解半衰期提前到2.47 d, 14 d后的乐果残留量为12.932 mg/kg, 说明阴沟肠杆菌在土壤中对有机磷乐果有较好的降解作用。为了全面了解阴沟肠杆菌在有机磷农药降解上的应用, 该降解菌及代谢产物的二次污染问题、降解机理、生物降解代谢途径、降解酶提取、菌制剂和酶制剂的研制将作为下一步的研究要点[6]。

注:相对降解率 (%) = (对照样品残留量-处理样品残留量) ×100/对照样品残留量。

摘要：通过优化降解菌——阴沟肠杆菌培养基配方和发酵条件, 开展阴沟肠杆菌对在土壤中有机磷乐果农药降解的试验研究。结果表明:按常规使用浓度使用乐果后, 其在土壤中的降解半衰期为2.72 d, 14 d后的乐果残留量为28.574 mg/kg。在添加了等量的阴沟肠杆菌发酵液后, 土壤中的降解半衰期提前到2.47 d, 14 d后的乐果残留量为12.932 mg/kg, 说明阴沟肠杆菌在土壤中对有机磷农药乐果有较好的降解作用。

关键词：有机磷,阴沟肠杆菌,降解

参考文献

[1]王乃亮, 杜斌.微生物对环境中农药的降解作用[J].甘肃科技, 2010 (21) :93-95.

[2]张婵, 廖晓兰.有机磷农药的微生物降解技术研究进展[J].广西农业科学, 2010, 41 (10) :1079-1082.

[3]刘建利.微生物降解有机磷农药污染的研究进展[J].生物学杂志, 2010, 27 (4) :79-82.

[4]王连祥, 闫燊，袁方曜，等.不同微生物菌剂降解土残农药的研究[J].山东农业科学, 2010 (4) :75-78.

[5]张素琴.微生物分子生态学[M].北京:科学出版社, 2006.