亚洲免费av电影一区二区三区,日韩爱爱视频,51精品视频一区二区三区,91视频爱爱,日韩欧美在线播放视频,中文字幕少妇AV,亚洲电影中文字幕,久久久久亚洲av成人网址,久久综合视频网站,国产在线不卡免费播放

        ?

        2株降解菌對(duì)棉田土壤中敵草隆的降解效果評(píng)價(jià)

        2021-11-18 13:23:40錢燦燦王浩東張嘉宇魏姿涵吳彩蘭楊德松

        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。

        成人小说亚洲一区二区三区| 日韩av在线播放人妻| 亚洲人成精品久久久久| 久久精品视频在线看99| 亚洲狼人社区av在线观看| 亚洲国产大胸一区二区三区| 午夜福利理论片在线观看播放| 野花视频在线观看免费| 日韩日韩日韩日韩日韩| 无码人妻精品一区二区三18禁| 国产高清白浆| 亚洲天堂av在线免费观看| 五月天中文字幕mv在线| 99久久久无码国产精品9| 国产一区二区三区观看视频| 东北老熟女被弄的嗷嗷叫高潮| 摸进她的内裤里疯狂揉她动图视频| 男女男在线精品网站免费观看 | 青青草亚洲视频社区在线播放观看 | 少妇性俱乐部纵欲狂欢电影| 少妇高潮惨叫久久久久久| 亚洲AⅤ乱码一区二区三区| 日本第一影院一区二区| 久久香蕉国产线看观看精品yw | 伊在人天堂亚洲香蕉精品区| 国产精品高清视亚洲乱码有限公司 | 久久综合狠狠色综合伊人| 伊人精品无码AV一区二区三区| 国产在线播放免费人成视频播放| 老鸭窝视频在线观看| 精品国产一区二区三区av 性色| 92精品国产自产在线观看48页| 99青青草视频在线观看| 婷婷色香五月综合激激情| 日本成人久久| 国产91在线精品观看| 成品人视频ww入口| 国产av一区二区三区日韩| 99久久国产一区二区三区| 精品人妖一区二区三区四区| 日本japanese少妇高清|