錢燦燦，王浩東，張嘉宇，魏姿涵，吳彩蘭，楊德松

（石河子大學(xué) 農(nóng)學(xué)院/新疆綠洲農(nóng)業(yè)病蟲害治理與植保資源利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，新疆 石河子 832000）

【研究意義】敵草?。╠iuron）是一種高效低毒廣譜的取代脲類除草劑，化學(xué)名3-（3，4-二氯苯基）-1，1-二甲基脲[1]，主要通過抑制植物和藻類的光合作用達(dá)到除草目的[2]，可由植物的根部或葉片吸收，能有效防治1 年生種子繁殖的單子葉、雙子葉、禾本科和莎草科等雜草[3]。敵草隆在我國主要用于甘蔗田的前期除草，還可用于玉米、花生、水稻、棉花、溫帶樹木和果樹等除草[3-8]。其具有高效性、用量少、殘效期長、殺草譜廣的特點(diǎn)，通常以復(fù)配的形式作為棉花脫葉劑在新疆棉田廣泛使用，但隨著藥劑用量的持續(xù)增加、效能不斷提高的同時(shí)，對(duì)土壤造成了嚴(yán)重的危害，已遠(yuǎn)遠(yuǎn)超出環(huán)境的自然清潔能力，因此，敵草隆殘留修復(fù)開始廣泛受到關(guān)注[9]。生物修復(fù)是一種十分經(jīng)濟(jì)環(huán)保的技術(shù)，它旨在運(yùn)用生物體的活動(dòng)代謝來降低污染環(huán)境中有害物質(zhì)的含量，并且可以使被污染的環(huán)境部分或全部變?yōu)槠渥畛跏紶顟B(tài)的一個(gè)過程[10-11]。在環(huán)境中對(duì)有機(jī)污染物的傳統(tǒng)處理方式主要包括：化學(xué)法、焚燒法或掩埋等，這些處理方法雖然快速但容易造成環(huán)境的二次污染，因此，以微生物降解為主的自然降解成為在環(huán)境中對(duì)有機(jī)污染物清除的首選，且生物修復(fù)具有無二次污染、降解徹底、廣譜和速效等優(yōu)點(diǎn)[12]?！厩叭搜芯窟M(jìn)展】許雙燕等[13]首次發(fā)現(xiàn)甲基菌屬菌株具有降解紅霉素的能力，這為生物降解養(yǎng)殖廢棄物與環(huán)境中的抗生素提供了一種新的微生物資源。Hu 等[14]發(fā)現(xiàn)一株從蟋蟀中分離出來的LCB8T菌株能有效降解草甘膦、辛硫磷、毒死蜱、順式氯菊酯等農(nóng)藥。陳銳等[15]從土壤中篩選出一株微生物菌株SSCL-3，經(jīng)鑒定該菌為米曲霉Aspergillusoryzae，該菌株能解決菊酯類農(nóng)藥土壤殘留問題?！颈狙芯壳腥朦c(diǎn)】現(xiàn)國外關(guān)于降解菌修復(fù)農(nóng)藥污染的研究較多，但目前國內(nèi)針對(duì)敵草隆造成的殘留問題，篩選出降解菌進(jìn)行治理的報(bào)道很少，已經(jīng)報(bào)道的菌種資源也非常有限，能否在新疆廣大植棉區(qū)使用尚未明確?！緮M解決的關(guān)鍵問題】因此，本研究利用前期篩選獲得的高效菌株，采用室內(nèi)盆栽試驗(yàn)來驗(yàn)證菌株對(duì)土壤中殘留敵草隆的降解情況以及對(duì)土壤的修復(fù)效果，利用生物法對(duì)其降解效果進(jìn)行評(píng)價(jià)，為土壤中敵草隆殘留的生物修復(fù)提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

1.1.1 供試菌株和植物 菌株SL-1 芬氏纖維微細(xì)菌Cellulosimicrobium funkei和SL-6 木糖氧化無色桿菌Achromobacter xylosoxidans，為本實(shí)驗(yàn)室前期從連續(xù)施用10 年以上敵草隆的新疆第八師生產(chǎn)建設(shè)兵團(tuán)采集的棉田土壤中分離獲得。其中菌株SL-1 能在敵草隆濃度200 mg/L，5%的接菌量，溫度30 ℃，pH 7，不接外加碳源時(shí)降解效率最佳，于第5 天（120 h）時(shí)，菌株SL-1 對(duì)敵草隆的降解率高至90.8%；菌株SL-6 能在敵草隆濃度200 mg/L，15%的接菌量，溫度30 ℃，pH 8，不接外加碳源時(shí)降解效率最佳，在第5 天（120 h）時(shí)，菌株SL-6 對(duì)敵草隆降解率高達(dá)93.1%。

1.1.2 供試藥劑 敵草隆原藥；敵草隆標(biāo)準(zhǔn)品（質(zhì)量分?jǐn)?shù)98.8%）購于Dr.Ehrenstorfer 公司；乙腈（色譜純）；氯化鈉；氨水。

1.1.3 供試培養(yǎng)基 A.無機(jī)鹽培養(yǎng)基：MgSO4·7 H2O 0.2 g，KH2PO40.5 g，（NH4）2SO41 g，NaCl 0.5 g，K2HPO41.5 g，蒸餾水1 000 mL，pH 7.0～7.2。B.牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基：牛肉膏3.0 g，蛋白胨10.0 g，NaCl 5.0 g，蒸餾水1 000 mL，pH 7.0～7.2。C.富集培養(yǎng)基：在無機(jī)鹽培養(yǎng)基中添加所需含量的敵草隆。D.LB培養(yǎng)基：胰蛋白胨10 g，酵母提取物5 g，NaCl 10 g，蒸餾水1 000 mL。固體培養(yǎng)基均在以上培養(yǎng)基中加入18 g/L 瓊脂粉末。

1.1.4 供試土壤 試驗(yàn)所用土壤采自石河子大學(xué)試驗(yàn)站。土壤類型為壤土，pH 8.40；有機(jī)質(zhì)15.5 g/kg；堿解氮61.34 mg/kg；有效磷30.5 mg/kg；速效鉀462 mg/kg。取土深度0～25 cm，除去土壤中的草根、石塊等雜物，過2 mm篩，于160 ℃干熱滅菌3 h后使用。

1.1.5 供試儀器 高效液相色譜儀（waters e2695 separations module）、渦旋振蕩器、精確電子分析天平、高速臺(tái)式離心機(jī)、超聲波清洗器、烘箱、震蕩儀、紫外分光光度計(jì)、生化培養(yǎng)箱。

1.2 試驗(yàn)方法

1.2.1 降解菌的制備 將供試菌株SL-1 和SL-6 形態(tài)清晰且無污染的單菌落接種于LB 液體培養(yǎng)基中，然后在30 ℃、180 r/min 搖床培養(yǎng)24～48 h至溶液渾濁，7 500 r/min 高速離心5 min，倒掉上清液，沉淀菌體收集后用等量無機(jī)鹽培養(yǎng)基洗滌，制備細(xì)胞懸浮液。用分光光度計(jì)檢測菌懸液的OD 值，并將OD600調(diào)至0.5，后采用稀釋平板法測定菌液的細(xì)胞濃度，菌株SL-1 細(xì)胞濃度約為4.5×109cfu/mL；SL-6 細(xì)胞濃度約為5.6×109cfu/mL。

1.2.2 土壤中敵草隆含量的測定 土樣采集后風(fēng)干并碾碎過2 mm篩備用。精確稱量10.0 g土壤樣品至50 mL離心管內(nèi)，分別添加2 mL 3%氨水和8 mL乙腈，渦旋震蕩提取10 min。再加入4 g NaCl鹽析促使水相和有機(jī)相分離，繼續(xù)渦旋震蕩2 min，在4 000 r/min下高速離心5 min。收集上層液體1 mL過0.22 μm有機(jī)濾膜，高效液相色譜檢測。

色譜條件：色譜柱5.0 μm×4.6 mm×250 mm；流動(dòng)相V（甲醇）∶V（水）=60∶40；流速1.0 mL/min；柱溫35 ℃；測定波長254 nm；進(jìn)樣量20 μL。

1.2.3 土壤中敵草隆降解試驗(yàn) 稱量100 g 供試土壤（滅菌）于花盆中，并加入敵草隆，使土壤中敵草隆的含量分別為100，200，500，1 000 mg/kg，敵草隆與土壤均勻混合后，按10%的接種量分別添加SL-1 及SL-6菌懸液，使土壤中的菌體含量約為0.5×109cfu/g，隨后向土壤中加水，使得土壤中的含水量達(dá)到田間最大持水量的60%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱中進(jìn)行黑暗處理，分別于0，3，6，9，12，15 d 后取土，檢測土壤中敵草隆的殘留量，每個(gè)處理重復(fù)3次，且設(shè)置空白對(duì)照。

1.2.4 土壤中敵草隆降解影響因素試驗(yàn)（1）接種量。稱量100 g供試土壤于花盆中，添加敵草隆，使土壤中敵草隆的濃度達(dá)到500 mg/kg，敵草隆與土壤均勻混合后，分別以5%、10%、15%、20%的接種量分別加入SL-1 和SL-6 的菌懸液，使土壤中菌體含量分別達(dá)到0.25×109，0.5×109，0.75×109，1.0×109cfu/g，向土壤中加水，使土壤中的含水量達(dá)到田間最大持水量的60%。待土壤處理結(jié)束后，將花盆置于30 ℃的恒溫箱進(jìn)行黑暗處理，15 d后取樣并檢測土壤中敵草隆的殘留量。

（2）初始濃度。稱量100 g 供試土壤置于花盆中，添加敵草隆，使土壤中敵草隆的濃度分別為100，200，500，1 000 mg/kg，敵草隆與土壤均勻混合后，按10%的接種量分別加入SL-1及SL-6菌懸液，使土壤中的菌體含量約為0.5×109cfu/g，隨后向土壤中加水，使土壤中的含水量達(dá)到田間最大持水量的60%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱進(jìn)行黑暗處理，15 d后取樣并檢測土壤中敵草隆的殘留量。

（3）濕度。稱量100 g 供試土壤加入花盆中，添加敵草隆，使土壤中敵草隆的含量為500 mg/kg，敵草隆與土壤均勻混合后，按10%的接種量分別加入SL-1 及SL-6 菌懸液，使土壤中的菌體含量約為0.5×109cfu/g，隨后向土中加水，使土壤中的含水量達(dá)到20%、40%、60%、80%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱進(jìn)行黑暗處理，15 d后取樣并檢測土壤中敵草隆的殘留量。

（4）溫度。稱量100 g 供試土壤加入花盆中，添加敵草隆，使土壤中敵草隆的含量為500 mg/kg，敵草隆與土壤均勻混合后，按10%的接種量分別加入SL-1 及SL-6 菌懸液，使土壤中的菌體含量約為0.5×109cfu/g，隨后向土壤中加水，使得土壤中的含水量達(dá)到田間最大持水量的60%。將花盆分別放置在25，30，35 ℃的恒溫箱進(jìn)行黑暗處理，15 d后取樣并檢測土壤中敵草隆的殘留量。

1.2.5 生物法驗(yàn)證菌株SL-1 和SL-6 的降解效果 本試驗(yàn)采用生物法驗(yàn)證降解菌SL-1 和SL-6 在土壤中對(duì)敵草隆的降解效果。設(shè)置以下4 個(gè)處理（表1）。4 組試驗(yàn)均設(shè)置重復(fù)且在30 ℃的培養(yǎng)箱中黑暗處理15 d，后向每盆土壤中播種棉花種子10 粒（棉花種子提前進(jìn)行12 h 浸種），觀測其出苗率，且于接種后的21 d 對(duì)其鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、根長等生理指標(biāo)進(jìn)行測量統(tǒng)計(jì)，觀測植株生長情況，并對(duì)其降解效果進(jìn)行評(píng)價(jià)分析。

表1 生物法驗(yàn)證菌株對(duì)敵草隆降解效果的4個(gè)處理Tab.1 Four treatments to verify the degradation effect of diquat by biological method

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

試驗(yàn)結(jié)果均采用SPSS 22.0 與Excel 2016 統(tǒng)計(jì)軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)方差分析及多重比較，本試驗(yàn)所顯示的結(jié)果均為3次重復(fù)測定的平均值。

式（1）、（2）中，N：降解率；NX：相對(duì)降解率；CX：15 d后土壤中敵草隆的檢出含量（mg/kg）；C0：土壤中敵草隆初始施用含量（mg/kg）；CCK：15 d后未接種菌株的對(duì)照處理土樣之中敵草隆的檢出含量（mg/kg）。

2 結(jié)果與分析

2.1 菌株SL-1和SL-6對(duì)土壤中敵草隆降解效果評(píng)價(jià)

如圖1所示，對(duì)于敵草隆初始濃度100 mg/kg的處理組，藥后15 d，菌株SL-1和SL-6處理后土樣中敵草隆的含量從100 mg/kg分別降至36.6 mg/kg和22.7 mg/kg，降解率分別為63.4%和77.3%，相對(duì)于不接菌的自然降解率45.4%分別提高了18個(gè)百分點(diǎn)和31.9個(gè)百分點(diǎn)；對(duì)于敵草隆初始濃度200 mg/kg的處理組，藥后15 d，菌株SL-1和SL-6處理后的土壤，敵草隆濃度從200 mg/kg分別降至78.9 mg/kg和68.6 mg/kg，降解率分別為60.5%和65.6%，相比于不接菌的自然降解率33.7%分別提高了26.8個(gè)百分點(diǎn)和31.9個(gè)百分點(diǎn)；對(duì)于敵草隆初始濃度500 mg/kg的處理組，藥后15 d，菌株SL-1和SL-6處理后的土壤，敵草隆的濃度從500 mg/kg分別降至230.5 mg/kg和191.0 mg/kg，降解率分別為53.9%和61.8%，相對(duì)于不接菌的自然降解率34.5%分別提高了19.4個(gè)百分點(diǎn)和27.3個(gè)百分點(diǎn)；敵草隆初始含量1 000 mg/kg的處理組，藥后15 d，菌株SL-1和SL-6處理后的土壤，敵草隆的濃度從1 000 mg/kg分別降至490.8 mg/kg和429.0 mg/kg，降解率分別為51.0%和57.1%，相對(duì)于不接菌的自然降解率37.2%分別提高了13.8個(gè)百分點(diǎn)和19.9個(gè)百分點(diǎn)。

圖1 敵草隆的降解動(dòng)態(tài)圖Fig.1 The degradation dynamic of diuron

結(jié)果表明，菌株SL-1和SL-6較不接菌的土壤有較好的降解效果，且菌株SL-6的降解效果略優(yōu)于菌株SL-1；對(duì)比4組處理發(fā)現(xiàn)，隨著土壤中敵草隆含量的增高，菌株對(duì)敵草隆的降解率變低，菌株對(duì)敵草隆含量100 mg/kg的土壤降解效果最佳，降解率高達(dá)63.4%和77.3%，而對(duì)敵草隆含量1 000 mg/kg的土壤降解效果最慢，降解率僅為51.0%和57.1%，由此說明，土樣中高含量的敵草隆可能會(huì)對(duì)菌株的活性產(chǎn)生抑制，從而使降解效率降低。

敵草隆在土壤中的消解動(dòng)態(tài)（表2）均符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程Ct=C0ekt。敵草隆含量100，200，500，1 000 mg/kg 的CK 土壤樣品中，不接菌時(shí)敵草隆的消解動(dòng)力學(xué)方程為：Ct=94.185 e-0.039t、Ct=196.68 e-0.028t、Ct=504.85 e-0.027t、Ct=1 009.7 e-0.025t；其半衰期分別為17.77，24.75，25.67，27.72 d；當(dāng)接入SL-1菌株時(shí)，敵草隆含量100，200，500，1 000 mg/kg的土壤樣品中，敵草隆的消解動(dòng)力學(xué)方程為：Ct=92.518 e-0.07t、Ct=185.3 e-0.059t、Ct=493.01e-0.053t、Ct=965.66e-0.05t；其半衰期分別低至9.9，11.75，13.08，13.86 d；當(dāng)接入SL-6 菌株時(shí)，敵草隆含量100，200，500，1 000 mg/kg 的土壤樣品中，敵草隆的消解動(dòng)力學(xué)方程為：Ct=90.792 e-0.097t、Ct=176.87 e-0.066t、Ct=481.72e-0.064t、Ct=952.56e-0.056t；其半衰期分別低至7.14，10.5，10.83，12.38 d。綜上結(jié)果得出，隨著土壤中敵草隆含量的增加，其半衰期逐漸延長；且接菌后的土壤敵草隆的半衰期較不接菌明顯縮短，其中菌株SL-6的半衰期稍短于菌株SL-1。

表2 敵草隆的消解動(dòng)力學(xué)方程以及相關(guān)參數(shù)Tab.2 Kinetic equation of digestion and related parameters of diuron

2.2 接菌量對(duì)土壤中敵草隆降解的影響

使中敵草隆的含量達(dá)到500 mg/kg，土樣中含水量達(dá)到60%，分別以0%、5%、10%、15%、20%（V∶m）的接種量接入兩菌株。如圖2，15 d 后敵草隆在土壤中的降解率有明顯的差異，不接菌時(shí)敵草隆的自然降解率明顯比接菌后低。菌株SL-1 處理的土壤，當(dāng)接菌量為10%時(shí)，降解率最高為63.8%，較不接菌的36.8%增加了27 個(gè)百分點(diǎn)；SL-6 處理的土壤中，其不同接菌量對(duì)敵草隆的降解有顯著的影響，當(dāng)接菌量為15%時(shí)，降解效果最好，降解率高達(dá)79.9%，明顯高于其它接菌量，且較不接菌時(shí)36.8%的降解率增加了43.1個(gè)百分點(diǎn)。

圖2 接菌量對(duì)土壤中敵草隆降解的影響Fig.2 Effect of bacterial exposure on the degradation of diuron in soil

由結(jié)果可知，當(dāng)菌株SL-1 的接菌量為10%時(shí)，其降解率最高；當(dāng)接入菌株SL-6 時(shí)，不同接菌量的降解率出現(xiàn)先增高后降低的趨勢，接菌量15%時(shí)降解率最高，不接菌時(shí)敵草隆的自然降解率明顯低于接菌后的降解率。

2.3 藥劑初始濃度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響

將土壤中敵草隆的含量控制在100，200，500，1 000 mg/kg，土壤含水量達(dá)到60%，以10%接菌量接入菌株，15 d 后SL-1、SL-6 及CK 的降解率均隨著敵草隆含量的增高呈降低趨勢（圖3）；其中SL-6 的降解率優(yōu)于SL-1，接菌后的降解率優(yōu)于不接菌；敵草隆濃度控制在100 mg/kg時(shí)，兩株菌株對(duì)藥劑降解率最高分別為63.5%、77.3%，較不接菌的自然降解率45.4%分別提高了18.1個(gè)百分點(diǎn)和31.9個(gè)百分點(diǎn)。

圖3 敵草隆初始濃度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響Fig.3 Effect of initial concentration of fungicides on degradation of diuron in soil

因此，由結(jié)果可知，控制土壤中敵草隆含量為100 mg/kg時(shí)，自然降解率低于接菌后，且在3個(gè)處理中由于土樣中敵草隆含量的增加，降解率隨之降低。

2.4 土壤濕度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響

使土壤中敵草隆濃度達(dá)到500 mg/kg，以10%的接菌量接入菌株SL-1 和SL-6，隨后向土樣中加水，使土壤中的含水量達(dá)到20%、40%、60%、80%（V∶m）。由圖4 可知，15 d 后菌株SL-1、SL-6 及CK 的降解率均隨著土壤含水量的增高而增高；當(dāng)含水量最低為200 g/kg 時(shí)，CK 及接菌后的降解率分別為15.6%、35.5%、39.4%；而當(dāng)含水量升至800 g/kg時(shí)，CK及接菌后的降解率分別高達(dá)46.9%、69.3%、74.9%。

圖4 土壤濕度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響Fig.4 Effect of moisture on degradation of diuron in soil

因此，由結(jié)果可知，土壤濕度對(duì)敵草隆的降解有顯著的影響，土壤高含水量對(duì)菌株降解敵草隆有促進(jìn)作用。

2.5 培養(yǎng)溫度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響

將土壤中敵草隆濃度達(dá)到500 mg/kg，以10%的接菌量接入菌株SL-1 及SL-6，使土壤含水量達(dá)到60%，將其分別置于25，30，35 ℃的恒溫培養(yǎng)箱黑暗處理15 d。處理組的降解率分別為42.4%、60.6%、43.2%和46.5%、65.4%、52.8%（圖5）。溫度為30 ℃時(shí)，兩株菌株的降解率最高，較CK 分別增加了20.4個(gè)百分點(diǎn)和25.3個(gè)百分點(diǎn)；且溫度過高或過低均會(huì)對(duì)菌株的活性產(chǎn)生影響，導(dǎo)致降解速率變慢。

圖5 培養(yǎng)溫度對(duì)土壤中敵草隆降解的影響Fig.5 Effect of culture temperature on degradation of diuron in soil

2.6 菌株SL-1和SL-6處理敵草隆殘留土壤對(duì)棉花的影響

試驗(yàn)結(jié)果顯示，2 種菌株均能對(duì)含敵草隆土壤有較好的修復(fù)能力，也能一定程度上緩解施藥對(duì)植株造成的藥害。下列4組處理中，清水對(duì)照以及菌株處理后的棉苗長勢較好，而敵草隆處理的棉苗出苗率較低，且植株矮小，后期棉苗出現(xiàn)萎蔫。經(jīng)菌株SL-1 和SL-6 處理過的土壤中棉苗的藥害現(xiàn)象有所緩解（圖6）。

圖6 不同處理下棉苗生長情況Fig.6 Growth of cotton seedlings under different treatments

對(duì)土壤進(jìn)行敵草隆處理，15 d 后播種，僅用敵草隆處理的土壤，棉花出苗率較低，僅為50%；而經(jīng)菌株處理后的棉花出苗率分別提高至63.3%和70%。對(duì)培養(yǎng)21 d后的棉苗鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、株高、根長、須根數(shù)等進(jìn)行測量，數(shù)據(jù)結(jié)果均表明CK棉苗長勢最好，其次是經(jīng)菌株處理的施藥土壤中的棉苗，且均明顯優(yōu)于僅施藥處理組（表3）。敵草隆處理的棉苗鮮質(zhì)量為0.65 g，經(jīng)菌株SL-1和SL-6處理后，其鮮質(zhì)量抑制率分別降低了36.2 個(gè)百分點(diǎn)和40.41 個(gè)百分點(diǎn)；敵草隆處理的棉苗株高為6.53 cm，其株高抑制率為62.96%，而經(jīng)菌株SL-1 和SL-6 處理后，其株高抑制率分別降低了37.55 個(gè)百分點(diǎn)和38.12 個(gè)百分點(diǎn)；敵草隆處理的棉苗根長為3.88 cm，須根數(shù)為14.67，其根長抑制率為58.85%，經(jīng)SL-1 和SL-6 處理后，其根長抑制率分別降低了27.78個(gè)百分點(diǎn)和26.51個(gè)百分點(diǎn)；且須根數(shù)增至24和22.67。

表3 菌株SL-1和SL-6處理敵草隆殘留土壤對(duì)棉花的影響Tab.3 Effects of bacterial strains SL-1 and SL-6 on cotton treated with the residual soil of tamarind

3 結(jié)論與討論

本研究對(duì)菌株SL-1 和菌株SL-6 的降解條件進(jìn)行了評(píng)價(jià)。菌株SL-1 和SL-6 較不接菌的土壤來說有較好的降解效果，且菌株SL-6 的降解效果略優(yōu)于菌株SL-1。對(duì)比4 組處理發(fā)現(xiàn)，由于土壤中敵草隆含量的增高，其菌株對(duì)敵草隆的降解率會(huì)隨之變低，敵草隆含量最低（100 mg/kg）的土壤降解效果最快，降解率高達(dá)63.4%和77.3%，而菌株在敵草隆含量最高（1 000 mg/kg）的土壤中降解效果最慢，降解率僅為51.0%和57.1%，可以表明，土樣中高含量的敵草隆會(huì)對(duì)菌株的活性有抑制，從而降低降解率。由土樣中敵草隆消解的動(dòng)力學(xué)方程可以看出，SL-1和SL-6處理后，土樣中4個(gè)含量的敵草隆由于含量的增多，半衰期也逐漸變長；且菌株SL-1 較不接菌的半衰期分別縮短了45.5%、52.5%、49.0%、50.0%，菌株SL-6較不接菌的半衰期分別縮短了59.8%、57.6%、57.8%、53.3%。其次，菌株在土樣中的降解情況受接種量、藥劑初始濃度、濕度、溫度等原因的影響，因此本試驗(yàn)對(duì)菌株在土樣中的降解程度進(jìn)行了優(yōu)化。菌株SL-1在土壤中敵草隆含量100 mg/kg、接菌量10%、土壤含水達(dá)到80%、30 ℃時(shí)，降解效果最好；SL-6在土壤中敵草隆含量100 mg/kg、接菌量15%、土壤含水達(dá)到80%、30 ℃時(shí)，降解效果最好；最后，采用室內(nèi)盆栽法驗(yàn)證菌株的安全性，菌株SL-1 和SL-6 均能對(duì)含藥土壤有較好的修復(fù)能力，也能降低敵草隆對(duì)植株的損傷，對(duì)棉苗鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、株高、根長、須根數(shù)等進(jìn)行測量，結(jié)果顯示對(duì)照組棉苗長勢最好，其次是菌株處理的施藥土壤中棉苗，均明顯優(yōu)于僅施藥處理組。因此可知，菌株SL-1 和SL-6 在一定程度上可以降低土壤中敵草隆的含量。

敵草隆具有低揮發(fā)性和高土壤-有機(jī)化合物分配系數(shù)，易吸附于土壤顆粒，造成土壤中敵草隆的大量蓄積，如果土壤中有機(jī)質(zhì)含量較低，敵草隆會(huì)在土壤深處浸出，造成地下水污染。土壤對(duì)敵草隆殘留自然降解緩慢，其在土壤中的蓄積可對(duì)土壤中非靶標(biāo)生物造成威脅。其在土壤中的環(huán)境行為主要有5種：生物降解、土壤吸附、光催化降解、土壤淋溶遷移和水解，其中生物降解已被證明是現(xiàn)階段一種有效的修復(fù)工具，也是當(dāng)前自然環(huán)境中降解敵草隆的主要方法。目前國外已有很多關(guān)于敵草隆生物降解的研究，主要集中在篩選、分離、鑒定和降解特性等方面[16-18]，大多數(shù)菌群來自土壤微生物。但土壤中的微生物易受到多種因素影響，包括溫度、濕度、含水量及自身因素等[3,19]。微生物生長有一個(gè)合適pH 值范圍，土壤中過高或過低pH值對(duì)微生物的酶活性和蛋白質(zhì)活性都有一定的抑制作用，造成微生物降解效率降低[20]。楊孟然[2]試驗(yàn)結(jié)果表明，土壤含水量會(huì)影響降解菌制劑的降解，含水量越高，制劑對(duì)敵草隆的降解效果越好。因此，可對(duì)土壤pH值的變化、含水量的變化及不同土壤類型對(duì)降解菌降解特性進(jìn)行研究，確定降解菌使用的最佳條件，為實(shí)際應(yīng)用提供理論依據(jù)。

本研究結(jié)果顯示當(dāng)土壤中敵草隆含量最低（100 mg/kg），自然降解率及接菌后的降解率均最高，且由于土壤中敵草隆含量的增加，其降解率隨之變低。有研究表明，土壤中富集農(nóng)藥含量過高對(duì)菌株的降解會(huì)產(chǎn)生影響，是由于農(nóng)藥濃度過高會(huì)抑制菌體的生長和繁殖，如磺酰脲類除草劑在水溶液中濃度過高會(huì)對(duì)細(xì)菌的乙酰合成酶活性產(chǎn)生抑制，從而降低菌株的活性[21]。金博文等[22]在篩選、分離及鑒定玉米赤霉烯酮降解菌時(shí)研究發(fā)現(xiàn)，菌株對(duì)ZEN 降解能力的強(qiáng)弱與溫度及pH 等因素密切相關(guān)。金雷等[23]研究結(jié)果表明咪唑乙煙酸的降解速率與接菌量呈正相關(guān)，且降解率隨含水量的增加而降低。通常狀況下，土壤中含水量越高，其通氣狀況愈差[24]。本試驗(yàn)結(jié)果恰相反，可能是因?yàn)楫?dāng)土壤含水量加大，有利于除草劑在土壤中的擴(kuò)散和除草劑的解吸附[25-27]，從而菌株接觸到敵草隆的機(jī)會(huì)越大。由于土壤環(huán)境復(fù)雜，存在多種殘留農(nóng)藥，因此可以對(duì)菌株SL-1和SL-6的降解譜進(jìn)行深入研究，擴(kuò)大其應(yīng)用范圍。