混合负荷土壤中阿特拉津和甲草胺残留的真菌酶降解研究

摘要

散装农药混合和装载产生的土壤（混合装载）场地经常受到农药、除草剂和农药配方中使用的其他有机化合物的复杂混合物的污染，这限制了修复工作的成功。因此，需要找到能够成功清理这些混合负载场地土壤的修复策略。本文研究了阿特拉津的降解e（2-氯-4-乙基氨基-6-异丙基氨基-S-三嗪；AT）和甲草胺（2-氯-，- 二乙基-N- [甲氧基甲基] -N-乙酰苯胺）在利用从白腐真菌衍生的细胞外的真菌酶溶液混合污染负荷现场土壤，黄孢原毛平革菌在填充床生物反应器中生长。32%的AT和54%的AL在生物仪中转化。AT和AL生物降解的拟一级速率常数为0.0882 d⁻¹和0.2504 d⁻¹,分别。半衰期()AT和AL的初始消失时间分别为8.0和3.0天。与AT相比，AL的初始消失速度更快，导致更多的AL转化从生物计演化而来，最初存在于土壤中的碱解氮和铝约有4%完全矿化。

1.导言

大量混合及装填除害剂地点是污染地表水及地表水除害剂的主要原因[1］．许多这些场所含有高浓度的农药、化肥和用于农药配方的其他有机化合物，这可能会限制生物修复工作，因为高浓度的农药对本地微生物的毒性影响[2，3.]，所存在的化合物混合物的复杂性[4]土壤和水环境的自然异质性[5］．修复治疗策略必须评估和克服混合负载点的困难。

生物强化技术已成为污染土壤和地下水的净化成本效益的替代方案。虽然细菌降解方案用于更多的时候，有一个利用真菌降解系统的巨大潜力。某些真菌，特别是白腐真菌（WRF），往往降解农药比的，因为它们的耐受和能力的其它微生物更成功复杂混合物中，并在高浓度的发现/或解毒杀虫剂，如从混载站点那些土壤［4］．

WRF，黄孢原毛平革菌在实验室中被证明能降解多种农药。然而，由于很难使真菌生长到足够的生物量以供土壤应用，因此在野外应用中没有那么大的成功。真菌接种剂、土壤类型和土壤微生物区系之间复杂的相互作用导致了田间试验的失败[6，7]有几项研究发现了土著生物在退化过程中的竞争，而其他研究则从土壤中分离出了对环境有拮抗作用的微生物P.菌［4，7］．

WRF的木质素分解生长阶段产生过氧化物酶、乳糖酶、漆酶、过氧化氢生成系统、其他酶和辅助因子[4，6，8]由于这些木质素分解酶的胞外性质，研究人员研究了直接在污染土壤中利用真菌酶溶液的潜力。Rodríguez-Couto等人[9]成功地在水培养中脱色聚合物染料Roly R-478，使用的细胞外培养液主要包含来自半固态生物反应器的LiPP.菌.在另一项研究中P.菌，从菌丝中分离出的木质素水解酶可连续漂白阔木硫酸盐浆5天[10］．这些成果证实了WRF的胞外酶在土壤中具有活性。

位于宾夕法尼亚州雷丁市的一个有100年历史的混合装载场的污染土壤被发现含有高浓度的农药和肥料[11]。阿特拉津（2-氯-4-乙基氨基-6-异丙基氨基-S-三嗪；AT）和甲草胺（2-氯-2′，6′-二乙基-N-[甲氧基甲基]-乙酰苯胺；AL）的土壤浓度高于美国环保局商业区的风险基浓度（RBC）[12， 52毫克/公斤⁻¹AT（RBC=13.0 镁 公斤⁻¹)和200 镁 公斤⁻¹铝（红细胞=36.0 镁 公斤⁻¹）.本文的目的是开发利用WRF的独特木质素系统被污染的混合负载场地土可行的生物修复技术。具体而言，本研究的目的是为了研究在水性批次微观和在受污染的混合有载站点土壤利用从白腐菌产生的胞外真菌酶溶液（EES）AT和AL的降解，黄孢原毛平革菌。

2.材料和方法

2．1．酶剂制备

根据Feijoo等人的方法，通过在半连续模式下运行的填充床生物反应器（PBR）中生长真菌培养物来实现木质素降解酶的生产[13］．黄孢原毛平革菌培养物（ATCC#34541）在环境温度下保持在2%麦芽琼脂斜面上。在孢子生产准备过程中，将真菌培养物转移到含有2%麦芽琼脂的皮氏培养皿中，并按照Tien和Kirk的程序在39°C下培养2至5天[14］．将收获的分生孢子(10 mL, A650 = 0.18)在含有75 mL生长培养基的浅层固定培养中进行菌丝生产。烧瓶保持在37°C，用100%过滤器消毒(0.2 um)氧气轻轻冲洗(98%纯度;0.5块)，每天5分钟。充分生长后，收获菌丝，均质，然后固定在1 cm的聚氨酯泡沫立方体上^3.， kg m⁻³)，遵循Feijoo等人的程序[13］．

通过泵送水(37°C)通过柱对夹套PBR进行加热。Filter-sterilized (0.2μm） ，通过塔净化高纯度氧气（0.5 bar），以维持好氧条件。流量由蠕动泵（型号77120-30）产生，进水流速为0.4 毫升 闵⁻¹循环流量为0.7 mL min⁻¹产生约8小时的水力停留时间。含有固定化P.菌无菌转移到生物反应器的200毫升工作体积。在PBR中实现足够的生长后，将流入物切换到氮气限制介质以诱导木质素溶液活性，并监测溢流流出物用于唇部和MNP生产。

通过测定310℃下藜芦醇（VA）氧化为藜芦醛，测定了木质素过氧化物酶活性 纳米(,300 M⁻¹厘米⁻¹) [14］．The reaction mixture contained 0.2 mL 10 mM VA; 0.2 mL 0.25 M d-tartaric acid, pH 2.5; 0.08 mL H₂O₂(30%);通过邻二苯胺(-2HCl)在460 nm ( M⁻¹厘米⁻¹) [15］．反应混合物含有0.1ml 1mM硫酸锰;0.2ml 0.5米酒石酸钠，pH 5.0;0.1毫升1毫米H.₂O₂; 0.1 mL 1 邻二苯胺；0.500 收集的生物反应器出水mL。活性以U表示 L⁻¹，其中1u = 1μ摩尔分⁻¹。用于降解研究的细胞外酶溶液(EES)含149.0 U l⁻¹嘴唇和77.6 u l⁻¹MnP。

2.2。AT和AL在水培养中的生物降解

使用含有选择性培养基（AT和AL作为唯一的碳和氮源）的标准水培养物来评估EES的催化活性。微观结构由250个组成 含50毫升的锥形烧瓶 用27.0毫升的选择性除草剂溶液 镁 L⁻¹AT, 21.16 mg L⁻¹AL、0.5 mL浓缩磷酸盐缓冲液(pH 6.8)、0.5 mL浓缩盐溶液、0.5 mL微量元素[1］．评价以下三种处理：（1）（1）5ml收集的酶溶液，（2）5ml收集的酶溶液和1ml 5mm H.₂O₂，及（3）5 毫升消毒蒸馏去离子水（DDW）和1 mL 5 嗯₂O₂的控制。瓶子在第0、1、2、5、7、9和10天取样。在取样之前，对烧瓶进行称重，并通过添加无菌水校正蒸发水分损失。取0.5 mL溶液，与0.5 mL乙腈混合，大约离心10分钟。上清转移到高效液相色谱瓶中进行分析。

2．3.AT和AL降解土壤中缩影

Aerobic microcosms were prepared in standard 250 mL biometer flasks (Bellco, Glass Inc.,Vineland, NJ) consisting of a main body with a side-arm trap containing 0.2 N NaOH prepared with CO₂-免费DDW。从宾夕法尼亚州雷丁的一个有100年历史的混合装载场地收集50克风干地面土壤[1]置于所述生物计烧瓶的主体。被选为这项研究由于缺乏AT和AL降解菌的[网站5A土壤1]和高浓度AT和AL的存在(表2）.在处理前连续三天在120°C (290 bar)下对烧瓶进行高压灭菌。三个对照瓶分别装入5ml无菌DDW和1ml 5mmh₂O₂。如前所述，3个处理瓶接收了从PBR收集的5 mL EES。在添加生物传感器之前，处理液(EES或DDW)和H₂O₂30年来，他们的关系很好 秒，然后添加到烧瓶中。生物计烧瓶在23°C的温度下孵育整个实验过程。监测生物计的at、AL和代谢物。整个实验一式三份进行。

监测生物计烧瓶中的CO₂和除草剂浓度在第1天，2，3，4，图7和13。的NaOH在生物计侧臂陷阱萃取和CO进行分析₂通过Zibilske概述的传统酸滴定法[16］．从烧瓶中除去大约1克的土壤以进行除草剂测定。

2.4。除草剂分析

采用固相萃取(SPE)法分析土壤AT、AL和代谢物，然后采用高效液相色谱分析[17］．对固相萃取法进行了改进，以提取可能的极性代谢物。用50 mL 90%甲醇提取1 g土壤等分，2400 g × rpm离心20分钟。SPE前用55 mL DDW稀释5 mL上清。采用Chirnside等的方法对稀释后的等量品进行固相萃取[11］．结果洗脱液蒸发至干燥，用5 mL乙腈重新溶解，并转移到HPLC瓶中进行分析。

A 20 μ采用Thermo Separations Product-AS3000系列高效液相色谱法对制备的样品进行分析，并配备220 nm紫外光电二极管阵列检测器和反相Phenomenex Synergi 4μPOAR-RP柱（150×4.6 mm，DP = 4 μM)设置在环境温度。梯度流动相为(A)乙腈和(b) 0.003 M磷酸二氢钾，pH = 3.00。通过对参考土壤穗进行重复分析，确定AT、AL和代谢物的回收率1）.

3.结果

３．１．AT和AL在水培养中的生物降解

在两种处理中，AT和AL的浓度都立即下降(图)1)。在向烧瓶中添加EES和取出等分试样进行分析的两项任务之间大约有10到15分钟的时间。酶促反应在处理烧瓶中立即进行。所有烧瓶中的初始AT和AL浓度约为 镁 L⁻¹(0.1351 嗯)及 镁 L⁻¹(0.6995 试验期间，两种处理的AT和AL浓度均进一步降低。处理2（酶加过氧化氢）的AT浓度降低幅度最大，为14.4%（0.0983 和15.9%的铝（0.5880 嗯，d 10） 治疗1导致12.1%（0.1188 嗯，d 10） 及11.4%(0.6195%) 嗯，在d 10） AT和AL分别减少。

在处理1的烧瓶中只产生非常低水平的阿特拉津代谢物(图)2）.在第0天检测到脱异丙唑嗪（凯酸）代谢物，但在第二天完全转化。该水平再次增加，并在整个测试期间进一步转化。在第0天看到羟基丙唑（托甲岛），但整个孵化过程中浓度保持不变。在处理2中，在第0天期间可以看到低水平的双氯化物代谢物（Caat），并且在整个培养期间保持恒定。在第1天检测到脱氯双氯化物代谢物（OAAT）。它进一步降解，但在第5天中看到更多的OAAT。再次，OAAT在潜伏期结束时再次降低。如在处理1中，在整个实验中以恒定的低浓度存在双癸酰化代谢物（CAAT）。

数字3.说明了治疗1和治疗2中两种甲草胺代谢物DMA和DIE的生产。这两种处理方法产生的DMA浓度都很低。苯胺代谢物(DIE)仅在治疗2中低浓度存在。

3.2。AT和AL降解土壤中缩影

3.2.1.公司₂进化率

CO的稳步增加₂两种治疗方法都出现了进化（图1）4).然而₂演化在处理过的biometers增加在比背景CO大大约两倍的速率₂of the untreated biometers (0.0400 mM CO₂ d⁻¹相对于0.0223 mM CO₂ d⁻¹）.CO的总量₂根据Kruskal-Wallis秩单因素方差分析(）.CO的速率₂在孵化的前3天内产生的蛋白质大约是总进化率（0.0687）的两倍 嗯 D⁻¹）.

3.2.2.除草剂降解

在潜伏期内，阿特拉津的浓度从初始浓度 mM to a final concentration of mM. A 15% decrease in AT concentration was seen by the first day after treatment with the EES. As seen in Figure图5（a）， AT的降解又继续了一天，在此期间没有再降解AT。对照生物计烧瓶中未见明显降解。假设AT消失为伪一级反应，初始化AT浓度的自然对数图()随着时间的推移，一阶速率常数为0.0882 D⁻¹. 半衰期(t_1/2)根据曲线图计算的AT为8.0天。

在潜伏期内，甲草胺的浓度从初始浓度 mM to a final concentration of mM。与AT相比，铝的初始消失速度更快，并导致更多的铝转化。使用EES治疗后的第一天，铝浓度下降35%。如图所示5（b），Al降解持续另一天，此时不额外的Al降解。对照生物计烧瓶中未见明显降解。假设伪第一阶反应用于Al的消失，初始化Al浓度的自然对数的曲线图（)随着时间的推移，一阶速率常数为0.2504 D⁻¹. 半衰期(t_1/2)根据曲线图计算的AL为3.0天。

有在控制生物计烧瓶内代谢物浓度没有显著变化。所有的监视AT代谢物除莠去津deethyl -2-羟基被认为在经处理的生物计的烧瓶（图6（a））.在24小时内，除羟阿特拉津(OEIT;数字6（b）)。最广泛的变化发生在脱烷基代谢物上。脱乙基阿特拉津（CAIT）在第一天表现出最大的增加，然后缓慢降低浓度，直到第3天，此时未发现进一步的变化。双脱烷基代谢物（CAAT）和脱异丙基嗪（CEAT）在第3天之前，浓度呈现类似的变化。在浓度缓慢下降之前，双重脱烷基代谢物再次增加，而CEAT在第3天到潜伏期结束之前，浓度呈现下降。

甲草胺降解导致2-氯-2 '，6 ' -二乙基乙酰苯胺(DMA)和2,6-二乙基苯胺(DIE)(图)7)。最初，DMA增加，但到第2天，浓度开始下降。第4天出现轻微增加，此时未出现进一步变化。直到第2天，DIE缓慢增加，然后浓度逐渐降低，直到第4天浓度保持不变。DIE的变化在整个潜伏期内，tabolite含量最低。

4.讨论

4．1.AT和AL在水培养中的生物降解

在这两种酶处理出现双AT和AL的浓度立即下降。减少的量是为两种治疗大致相等。Within 24 hr, however, the treatment with both the EES and H₂O₂在AT和AL中表现出更大的下降₂O₂活化木质素分解酶，产生更多可用于进一步氧化的羟基自由基。

两种处理中AT的降解导致脱烷基代谢物的产生。EES单独产生的主要是去异丙基阿特拉津（CEAT）₂O₂增加了所有代谢物的产量，并导致初始代谢物向双脱烷基产物(CAAT, OAAT)的转化。这些结果与Arnold等人的结果相似[18中检出的主要产物为氯化代谢物CAAT和CEAT。只有5.8%的AT转化为脱氯代谢物。在H浓度较高的反应混合物中₂O₂，脱烷基化反应有利于生成较少的脱氯产物。连续分批处理导致脱烷基产物进一步转化为脱氯形式。在这项工作中，生成的脱氯产物很少，且处理过程中没有H₂O₂在Arnold等人的工作中，产生了更多的羟基阿特拉津[18]烷基侧链也发生氧化。

两个AL代谢产物在反应烧瓶检测。有形成在处理2（EES和H 2-氯-2'，6'- diethylacetamilide（DMA）的一个更大的量₂O₂）.仅在治疗2中检测到2,6-二乙基苯胺（Die）代谢物。通常，检测到的代谢物的量非常低。这表明分析的2种分析的产品进一步降解，因此不会在反应烧瓶内积聚。在治疗烧瓶中，培养液的分析检测到几种不明的峰，其可能是Al代谢物，DMA和模具的进一步降解产物。

4.2。AT和AL降解土壤中缩影

所述农药污染的混合有载站点土壤与胞外酶溶液处理分别导致32％和AT和AL，54％的降解。然而，彻底清除从土壤中的代谢物没有完成（表3.）.在整个潜伏期内稳定地发生了分解酵素活动，而净额有限公司₂evolved (0.2308 mM) indicated that approximately 12.2% of the AT and 4.0% of the Al was completely mineralized. Other studies with the white rot fungi have shown mineralization of both AT and AL. In work investigating several white rot fungi, Ferrey et al。［19]发现真菌能够将AL中的芳香碳(C)矿化为CO₂。122天之后,P.菌矿化了约6%的甲草胺（C₀= 18mg l⁻¹)。转化还导致部分降解的代谢物，37%在含水部分，25%与木材固体有关。在另一项研究中，48%在含水培养物中的AT通过P.菌［20］。在一个实验中¹⁴C标记在，侧链（乙基）碳约24%的初始放射性转化为CO₂在潜伏期的第16天(占初始感染总数的18%)。环中只有很少的Cs被矿化成CO₂。然而，之前的研究是在不含土壤的培养中进行的真菌和分离化合物。本研究结果表明，转化产物与混合负荷场地土壤的复杂性质的相互作用降低了净CO的量₂生产。真菌酶系统的性质产生自由基，自由基可能参与土壤内的耦合反应，导致沉淀和/或转化产物与土壤有机质的结合。在Mougin等人的研究中[20]，变换产品的30％的固定化结合的残基。许多取代的苯胺，尤其是氯化部分，已经显示出强烈结合到土壤腐殖质[4］．因此，在这些实验中形成的部分AL代谢物与土壤结合的可能性很大。链霉菌属sp和P.菌据报道，通过生产结合残留物固定30%的污染土壤中转化AT。因此，部分退化的AT可能已经与土壤结合。脱氯代谢物OEIT已被证明比at本身更能与土壤结合。因此，OEIT在生物计中的消失可能是结合残基形成的结果。

本研究中遇到的另一个谜团是EES与土壤成分（矿物和有机）相互作用的性质。矿物胶体上的酶吸附或固定通过增强其活性或通过抑制蛋白质分子的活性对其稳定性产生积极影响[21］．通过与土壤组分的反应引起的EES的变化可能导致了更多的结合残留物的产生。漆酶固定在土壤上介导愈伤愈木酚、1-萘酚和4-氯-1-萘酚通过C-C和C-O偶联反应转化为低聚产物[21］．

AT和AL生物降解的速率常数确定为0.0882 D⁻¹和0.2504 d⁻¹,分别。这些AT和AL消失的速率远比从污染的混合载位点土壤中分离的选定的微生物联盟的降解更快[11].木质素降解酶动力学系统不同于其他微生物酶，因为未检测到酶-底物复合物。过氧化物酶活性被描述为不可逆的乒乓运动动力学；酶和底物必须发生碰撞，形成共价结合的复合物。该络合物的反应速率与其解离并因此回复为初始反应物的速率相比是快的。结果是，反应速率似乎没有上限；也就是说，反应物浓度越大，反应越快[22］．因此，过氧化物酶表现出一个更简单的稳态速率方程。总的来说，自由基介导的过程一般遵循准一级动力学[23］．这些较快的反应速度是典型的木素水解酶系统。

文献中限制了过氧化物酶与AT和AL反应的其他速率数据，但对光解反应进行了比较。在底物的间接和直接光解过程中，紫外-可见光能的吸附导致氧化剂的形成，如羟基自由基（XOH）[24，引起如上所述的类似反应。由一级速率图计算得到的速率常数为0.0960 d⁻¹和0.6960 D⁻¹用于直接和间接光解。在间接过程中，XOH的形成速度较快，降解速率也较快[24］．这一速率与从当前研究数据计算的速率相似(0.0882 d⁻¹对0.0960 D⁻¹）.

AL在水溶液中直接光催化(350 nm)，降解率为7.14 d⁻¹［25]。与本研究工作相比，直接光催化速率非常快。但是，土壤成分的存在会降低降解速率，因为EES产生的自由基会被清除。在EES研究工作中，铝的降解速率仍然几乎是AT的3倍考虑到s-三嗪环的高氧化状态，对于EES引发的氧化反应，AL是一种更具吸引力的底物。事实上，小的甲氧基化非酚类芳烃（如AL）已成为LiP的关键底物[26]Bollag等人[27]中发现的代谢物AL的迅速二聚，DIE，与腐殖酸材料，丁香酸。因此，DIE在biometers消失可能是二聚化的结果。在EES-处理过的土壤的AL迅速转变并联在文献中所概述的过程。

4.2.1。准备代谢物的产生和降解

对于AT，羟基化代谢产物倾向于在生物计量瓶中累积而不进一步转化，而脱烷基化代谢产物则进一步转化。在羟基阿特拉津增加之前，脱氯N-脱烷基化代谢产物的增加表明，阿特拉津和双脱烷基化代谢产物的脱氯均符合要求土壤中的去异丙基阿特拉津（CEAT）含量高于去乙基阿特拉津（CAIT），表明与异丙基侧链的反应优于与AT的乙基侧链的反应。

在WRF对AT降解的研究中，侧耳属pulmonarius在与花蘑菇基板（SMS）缩影，既氯化和非氯化的代谢产物均见[28］．单脱烷基氯化代谢物(CAIT和CEAT)的产生速度最快，在前2周达到了更高的浓度。它们在处理过的微观世界中迅速转化而不积累。脱氯代谢物，特别是OAAT，直到潜伏期较晚时才见。所有羟基化代谢物均在潜伏期后期出现。这些结果与生物计中测定的代谢物转化相似，即使使用不含真菌的真菌酶溶液来降解除草剂。一个区别是，在ees处理过的生物计量瓶中没有发现羟阿特拉津(OEIT)作为代谢物。这可能是由于EES的使用增加了代谢物的转化率。脱氯n -脱烷基代谢物(OAAT)在实验早期出现增加。由于随后OAAT的额外增加与羟阿特拉津(OEIT)的增加相一致，OAAT的初始增加表明，孵化期早期形成的OAAT来自双n -脱烷基代谢物(CAAT)，而不是OEIT。 The low concentration of CAAT compared to CEAT and CAIT was additional evidence of this conclusion. In the work by Mougin et al. [20]，羟基化和/或N-脱烷基化代谢产物也被发现支持由EES启动的酶促燃烧过程产生可附着于AT分子上多个位点的自由基的理论。AT降解过程中这些化合物的形成说明了EES催化过程的复杂性ss和表明存在许多降解途径，导致复杂的相互连接的途径。

甲草胺降解导致DMA和DIE的形成，但只有DMA进一步转化。DMA和DIE转化量之间缺乏相关性，这表明DIE的转化涉及土壤系统中的其他反应。DMA的增加与DIE的逐渐减少相吻合，表明这两种代谢物的转化同时发生。经过处理的烧瓶中DIE的初始浓度与对照烧瓶中DIE的初始浓度之间的显著差异表明，降解发生得非常迅速，DIE的进一步转化是限速步骤。在土壤降解研究中，DIE和DMA的含量都高于ees处理的水培养。随着AT的降解，土壤成分的存在通过结合残留物的形成阻碍了AL代谢物的进一步转化。

5.结论

用真菌酶处理高度污染的混合装载场地土壤导致除草剂、阿特拉津和甲草胺的降解。两种除草剂在培养期间都发生了一些矿化；但是，在处理过的土壤中检测到AT和AL的代谢产物。代谢产物的降解也发生在培养期间这表明真菌酶处理是修复污染土壤的一个可行选择。

土壤中其他污染物的存在并不能抑制AT和AL的降解。事实上，土壤中的其他除草剂在研究过程中也被降解了。然而，高浓度的这些化合物可能降低了目标除草剂AT和AL的降解量。多种应用EES可能会导致混合负荷场地土壤中所有除草剂的进一步降解。需要对EES与多种底物反应的能力进行更多的研究。

参考文献

1. A. E. M.的Chirnside，W. F.里特，和M. Radosevich，“从农药污染的混合有载站点土壤能够降解除草剂的选择的微生物聚生体的分离阿特拉津和草不绿，”土壤生物学与生物化学，第39卷，第12期，第3056-3065页，2007年。查看在：出版商网站|谷歌学者
2. J.Gan、R.L.Becker、W.C.Koskinen和D.D.Buhler，“阿特拉津在两种土壤中的降解作为浓度的函数，”环境质量杂志，卷。25，不。5，pp。1064-1072，1996。查看在：谷歌学者
3. W. R. Roy, S. F. J. Chou, I. G. Krapac，“1993年伊利诺斯州洪水期间农业化学设施中农药污染填充物的非现场移动”，环境质量杂志，第24卷，第2期5，第1034-1038页，1995。查看在：谷歌学者
4. 马洛尼，“真菌中的农药降解”，刊于生物修复， G. M. Gadd, Ed.，《英国真菌学学会研讨会系列23》，第188-223页，剑桥大学出版社，英国剑桥，2001。查看在：谷歌学者
5. R. A. Ames和B. L. Hoyle，“伊利诺斯州浅层地下沉积物中阿特拉津的生物降解和矿化”，环境质量杂志第28卷第2期5，第1674至1681年，1999年。查看在：谷歌学者
6. C.A.Reddy和Z.Mathew，“白腐真菌的生物修复”，年真菌在生物修复，G.M.Gadd，Ed.，英国真菌学学会研讨会系列23，第52-78页，剑桥大学出版社，英国剑桥，2001年。查看在：谷歌学者
7. I.Singleton和Z.Mathew，“持久性有机污染物污染土壤的真菌修复”，年真菌在生物修复，G.M.Gadd，Ed.，英国真菌学学会研讨会系列23，第79-96页，剑桥大学出版社，英国剑桥，2001年。查看在：谷歌学者
8. D. P. Barr和S. D. Aust，“白腐真菌用来降解污染物的机制”，环境科学与技术第28卷第2期2, 1994。查看在：谷歌学者
9. S. Rodríguez Couto, A. Domínguez，和A. Sanromán，“利用木质纤维素废物生产木质素过氧化物酶的半固态培养黄孢原毛平革菌，“生物降解，第12卷，第5期，第283-2892001页。查看在：出版商网站|谷歌学者
10. K. Kondo, K. Kurashiki和K. Sakai，“在使用膜过滤器的培养系统中，白腐真菌分泌的细胞外酶对硬木硫酸盐纸浆的体外漂白”，应用和环境微生物学，第60卷，第3期，第921-926页，1994年。查看在：谷歌学者
11. A. E.M. Chirnside，W.F.F. Ritter和M.Radosevich，“甲脲嗪和甲醛在混合载位点土壤中生物降解”，“土壤生物学与生物化学号，第41卷。12, pp. 2484 - 2492,2009。查看在：出版商网站|谷歌学者
12. 辛建平，杨荣荣，兰南，基线环境调查，雷丁骨设施，Wik Associates，美国德尔市纽卡斯尔，1995年。
13. G.Feijoo，C.Dosoretz和J.M.Lema，“通过酶法生产木质素过氧化物酶”黄孢原毛平革菌在以半连续模式运行的填充床生物反应器中，“生物技术杂志，第42卷，第2期3，第247-253页，1995。查看在：出版商网站|谷歌学者
14. 木质素过氧化物酶黄孢原毛平革菌，“方法酶学号，第161卷。张志强，1998。查看在：出版商网站|谷歌学者
15. A.Paszczyński、R.L.Crawford和V.B.Huynh，“锰过氧化物酶”黄孢原毛平革菌:净化。”方法酶学，第161卷，第264-270页，1988年。查看在：出版商网站|谷歌学者
16. L.M.Zibilske，“碳矿化”，年土壤分析方法，第2部分:微生物和生化特性，R.W.Weaver，S.Angle，P.Bottomley等人主编，第850-855页，SSSA，威斯康星州麦迪逊，美国，1994年。查看在：谷歌学者
17. 陈志强，“土壤中除草剂残留的固相萃取分析方法研究”，载于《中国环境科学》农业分析在环境研究中的应用，ASTM STP 1162，美国测试和材料学会，费城，美国宾夕法尼亚州，1992。查看在：谷歌学者
18. S. M. Arnold，W.J.Hickey和R. F. Harris，“Fenton试剂的亚特津的降解：条件优化和产品量化，”环境科学与技术，第29卷，第2期8，页2083-2089,1995。查看在：谷歌学者
19. M.L.Ferrey，W.C.Koskinen，R. A. Blanchette和T. A.伯恩斯，“甘黄油的矿化，通过木质素降解真菌，”加拿大微生物学杂志，第40卷，第5期。9，页795-798,1994。查看在：谷歌学者
20. C. Mougin，C. Laugero，M. Asther，J. Dubroca，P. Frasse和M. Asther，“白腐真菌的除草剂阿特拉嗪的生物转化黄孢原毛平革菌，“应用和环境微生物学，卷。60，否。2，pp。705-708，1994。查看在：谷歌学者
21. A. Naidja, P. M. Huang, J. M. Bollag，“酶-粘土相互作用及其对土壤中自然和人为有机化合物转化的影响”，环境质量杂志，第29卷，第2期3，页677 - 691,2000。查看在：谷歌学者
22. h·b·Dunford血红素过氧化物酶，威利VCH，美国纽约州纽约市，1999年。
23. A. Windaria和S. D.呃，“通过白腐毒酶催化的自由基反应来自白色腐毒真菌”生物与环境中的自由基，F. Minisci，Ed。，PP。449-465，Kluwer Academic，Dodrecht，荷兰，1997年。查看在：谷歌学者
24. A. Torrents, B. G. Anderson, S. Bilboulian, W. E. Johnson，和C. J. haeman，“阿特拉津光解:直接和硝酸盐调节的羟基自由基过程的机理研究和切萨皮克湾溶解有机碳的影响”，环境科学与技术，第31卷，第5期，第1476-1482页，1997年。查看在：出版商网站|谷歌学者
25. C.C.Wong和W.Chu，“过氧化氢辅助光催化降解TiO2悬浮液中的甲草胺，”环境科学与技术，第37卷，第2期10，第2310-2316页，2003。查看在：出版商网站|谷歌学者
26. P.J.Harvey和C.F.Thurston，“木质素降解真菌的生物化学”，年真菌在生物修复，G. M. Gadd，Ed。，英国Mycologicy Synsium Series 23，PP。，剑桥大学出版社，剑桥，英国，2001年。查看在：谷歌学者
27. J.M.Bollag，R.D.Minard和S.Y.Liu，“苯胺和酚类腐殖质成分之间的交叉连接，”环境科学与技术，第17卷，第2期，第72-801983页。查看在：谷歌学者
28. S. Masaphy, D. Levanon，和Y. Henis，“阿特拉津的降解木质纤维素真菌侧耳属pulmonarius固态发酵过程中，”生物资源技术，卷。56，没有。2-3，第207-214，1996。查看在：出版商网站|谷歌学者

版权

版权所有©2011 Anastasia E. M. Chirnside等。这是一篇发布在知识共享署名许可协议如果正确引用了原始工作，则允许在任何媒体中的不受限制使用，分发和再现。