文摘

广泛应用于玉米生产除草剂阿特拉津是经常发现在水资源。本研究的主要目标是集中在评估碳和氮源对阿特拉津降解的影响通过混合细菌财团和评估的可行性在土壤培养使用混合细菌财团。设拉子玉米田土壤有着悠久历史的阿特拉津的应用探索了其潜在的阿特拉津降解。的影响不同的碳化合物和氮源的影响和不同的pH值(5.5 - -8.5)阿特拉津的去除效率混合细菌财团在液体培养研究。柠檬酸钠和蔗糖阿特拉津降解率最高(87.22%)在不同的碳源。阿特拉津降解率下降更快的尿素和硝酸铵相比(26.76%)。基于获得的数据在这项研究中,pH值7.0是最佳的阿特拉津降解。30天的孵化后,阿特拉津的百分比减少利率显著增强在接种土壤(60.5%)比未接种控制土壤的土壤含水量(12%)25%。总之,生物强化的土壤混合细菌财团可能提高阿特拉津降解的速率在高度污染的土壤。

1。介绍

阿特拉津6-chloro-N2-ethyl-N4-isopropyl-1 3、5莠去津、4-diamine,选择性除草剂,已广泛应用于玉米生产控制许多阔叶和一些绿色的杂草。阿特拉津有长期生殖和内分泌失调的影响和可能的人类致癌物(1]。国际癌症研究机构(IARC)表明阿特拉津作为一个群体2 b致癌物。阿特拉津的最大污染物浓度(制程)由美国环境保护部建立饮用水是3.0μgL⁻¹(2]。

阿特拉津是适度持续的环境中,尽管其溶解度低,水资源污染,它已成为一个国际性问题3]。阿特拉津的耗散路线主要是生物降解,径流和淋溶4,5]。阿特拉津的降解率是减少由于吸附、解吸,其生物利用度的病原反应一步降解[6]。

生物修复是目前用来清洁各种各样的化学物质。基本上有两种生物修复的方法:生物强化和促生(7]。生物强化的习惯土著细菌可以在加速降解污染物。严重污染土壤的细菌是孤立在实验室通过浓缩过程。细菌的富集培养技术开发了一个混合财团能够降低除草剂(8]。Dehghani和同事所做的一个研究证实,阿特拉津降解增强在Kavar玉米田土壤相比其他土壤,没有暴露在除草剂(8]。因此,多个应用程序的阿特拉津对土壤造成了阿特拉津降解的增强。包括促生的营养所需的生物降解污染物。添加营养导致增加的微生物种群,从而增加土著微生物降解污染物的能力(7]。

N-containing莠去津等化合物作为氮源。理论上,添加高C / N应该引起氮限制,增加选择压力等利用顽固的N源s-triazines,含有N可以使用某些细菌和微生物协会(9]。Cometabolic生物转化可以提高微生物活性的增加刺激的添加有机物质(10]。在过去的几十年里,密集的农业施肥和除草剂的使用导致了增加N和除草剂的浓度。

混合微生物协会(8,11),目前已经从土壤中分离出菌株,完成环的矿化能力。的农杆菌属应变J₁₄,红球菌属erythropolis Pseudaminobacter,和Nocardioides可以使用阿特拉津作为唯一的碳和氮源(12- - - - - -14]。实验表明,添加碳土壤抑制阿特拉津降解,但无机磷酸盐刺激阿特拉津降解[15]。阿特拉津降解率增加了添加碳源纯和混合细菌培养(16]。Ostrofsky和他的同事(2001)发现,氰尿酸修正案增加了阿特拉津成矿的刺激一般微生物种群和活动(17]。在液体培养和简单的碳源,应用阿特拉津在7天内矿化的96%。添加葡萄糖加强阿特拉津矿化由于cometabolism而不是直接代谢(18]。然而,另一项研究表明,高硝酸盐浓度抑制阿特拉津矿化(19]。Topp et al。(1996)表明,N的影响随表单和N[添加量10]。高浓度的无机氮大大减少土壤中莠去津矿化。阿特拉津在compost-amended农业土壤矿化抑制受精时卡诺₃(20.]。然而,另一项研究表明,阿特拉津的利用率假单胞菌ADP的外源氮(NH)₄,没有₃、尿素和甘氨酸)并不影响在大量外源氮的存在(21]。阿特拉津的降解(大约87%)p . ADP和一个。radiobacter是影响N源的存在,而没有发生退化与细菌M91-3媒体包含尿素或NH吗₄- n (21]。另一项研究报告说,阿特拉津的矿化本土土壤细菌被抑制的无机氮(22]。一项研究表明,添加其他有机修正案包含氮抑制阿特拉津(23]。

然而,有一些限制使用习惯微生物培养物降解有机化合物在实际领域。菌株隔离在实验室条件下可能会强调当重新引入到土壤里去的。土壤的理化条件,与土著微生物,竞争可能会破坏或降低培养液和限制其降解能力(24]。布兰登和他的同事(1997)表明,阿特拉津降解液体文化高于土壤(25]。他发现细菌财团在土壤培养降解阿特拉津在初始的78%和21%浓度的0.046和0.23摩尔在100天。然而,在液体培养,90%和56%的80天,阿特拉津降解。在液体培养,阿特拉津及其两个脱烷烃代谢产物被微生物财团同样退化。生产期间观察hydroxyatrazine莠去津分解代谢(26]。

因为法尔斯是一个农业大省,享受最高等级小麦和玉米生产在中国近年来,阿特拉津已被广泛用作选择性除草剂来控制阔叶和草地农业玉米田杂草。高发病率的阿特拉津污染水资源和增加担心阿特拉津的毒理学性质使得研究针对污染生物修复阿特拉津的网站。因此,本研究的主要目标是评估碳和氮源对阿特拉津降解的影响使用混合细菌财团从玉米田土壤分离位于南部的设拉子(Kavar)和确定文化土壤中莠去津生物降解过程的效率。Kavar玉米田土壤具有悠久历史的阿特拉津应用伊朗法尔斯省已经探索了其潜在的阿特拉津降解。

2。材料和方法

2.1。采样地点和准备

对液体文化土壤样本来自南部的设拉子(Kavar)玉米田有着悠久历史的阿特拉津的应用程序(10年以上),法尔斯省。土壤样品的土壤文化也从一个字段Bajgah下紫花苜蓿栽培3年并没有得到阿特拉津在过去的10年。扰动土样本收集从0到20厘米的土壤深度手摇土钻和储存在4°C,直到他们被使用。土壤样品被风干,通过2毫米筛为进一步微生物考试做好准备。

2.2。土壤分析

土壤理化特征确定。液体比重计是使用圭尔夫方法用于确定土壤质地。其他土壤特性,如土壤溶液pH值(27和有机质含量28)测定。Kavar玉米田的土壤质地是壤土和砂、淤泥,粘土分布的47.44%,31.5%和17.06%。土壤pH值为7.94。土壤中有机质含量为8.8 g公斤⁻¹土壤。本机在Kavar网站好肥沃的土壤特点,混合,热象征性的Haploxerepts。在Bajgah字段,土壤质地粘壤土和砂,粉砂和粘土分布的28.7%,33.3%和32.0%。土壤pH值为7.5。土壤中有机质含量是17公斤⁻¹土壤。本机在Bajgah网站好肥沃的土壤特点,混合,和热,典型的Calcixerepts。

2.3。化学和分析方法

使用的所有化学品的试剂级,从默克公司(德国)购买。阿特拉津标准是由Accua标准欧洲,瑞士。土壤样本送到实验室压缩塑料袋和保持冻结在−20°C,直到他们准备好化学分析。土壤样本解冻和风干在黑暗房间的温度和通过一个2.0毫米筛筛选土壤保持同质性以减少吸附数据的可变性29日]。30毫升的二氯甲烷增加了10 g的土壤样本和动摇互惠瓶20分钟。过滤后,有机相被转移到一个分液漏斗,然后用20毫升盐酸阿特拉津是提取(0.01 N)。后来,液相是收集和转移到15毫升玻璃小瓶和电化学分析之前储存在冰箱里。方波伏安法与悬汞电极下降(汽车实验室型分析仪配备瑞士万通663 VA站和gp 4.9软件)是用于这个研究来确定土壤中莠去津残留浓度样品(30.]。阿特拉津采收率与这种萃取的方法从土壤是98%。

2.4。富集培养

为了分离混合细菌财团能够增长对阿特拉津作为碳源,选择性富集培养和基底盐介质准备如卢梭所述,(31日]。十克湿土壤接种到90毫升的阿特拉津中,并配以柠檬酸钠和Delvocid(25毫克L⁻¹高压灭菌法(后)31日]。Delvocid被用来防止真菌和pH值的增长也调整到7.5。文化是孵化耗氧瓶互惠(150 rpm)在室温下在黑暗排除光解反应。浓缩的文化都是亚文化在同一介质在一周的时间间隔。从一周大的文化,10 mL被转移到90毫升的刚做好的阿特拉津的媒介。文化是亚文化30和300天后氮限制的条件下,接种后仍然莠去津媒体10天被电化学量化。控制含有叠氮化钠的1 g / l生长抑制剂。细菌财团是由离心收获(6000 g (40°C 20分钟)0.1毫升洗两次磷酸盐缓冲(pH = 7.3)。

2.5。碳和氮源对阿特拉津降解的影响

不同的碳化合物如葡萄糖(G)、柠檬酸钠(SC)、蔗糖(苏)、淀粉(ST)与三个复制每个浓度的2 G L⁻¹,这些提到的结合碳源如G + SC、圣+苏苏+ SC,圣+ SC,苏+ G,和圣+ G每2 G L的总浓度⁻¹添加了阿特拉津矿物盐汤。接种后的媒体支持与碳源,他们孵化在室温和放置在黑暗了10天。控制和空白没有细菌接种和碳源(nc)也被用于这项研究。10天之后,阿特拉津是测量。

测量氮源对阿特拉津降解效率的影响通过在液体培养细菌财团,氮源作为常规肥料添加莠去津矿物盐汤含有蔗糖和柠檬酸钠。硝铵和尿素肥料被应用到玉米田的浓度600 - 825和200 - 400公斤公顷⁻¹,这些肥料氮的百分比分别为34%和46%,分别。尿素添加莠去津最小盐媒体集中的138 L - 690毫克⁻¹当N与100 - 500公斤公顷⁻¹。硝铵的浓度添加莠去津媒体170 - 306毫克的L⁻¹当N与500 - 900公斤公顷⁻¹。接种后的媒体支持与氮源,在室温下他们孵化在黑暗了10天。三个复制为氮源。控制和空白没有细菌接种和氮源被用于这项研究。10天之后,仍然莠去津减少没有接种还不到3%9]。

实验室实验安排测量pH值对阿特拉津降解效率的影响,液体培养的细菌财团。不同的pH值从5.5到8.5,三个复制用于阿特拉津矿物盐汤含有蔗糖和柠檬酸钠和无氮来源。控制没有细菌接种被用于这项研究。

2.6。最初的阿特拉津浓度和土壤水分对阿特拉津降解土壤中

阿特拉津降解率的测定细菌财团在100毫升限制包含土壤样本的锥形烧瓶。十克的土样被带到所需的土壤水分(7%和25%)的无菌去离子水。实验设计包括36烧瓶和12个治疗和三个复制每个治疗。正常应用ha莠去津率是0.5 - -2.5公斤⁻¹人工智能公顷(0.3 - -1.5公斤⁻¹)。最初的阿特拉津浓度的1.3和6.7毫克g⁻¹土壤与0.5和2.5公斤公顷⁻¹,分别。然而,阿特拉津的浓度20毫克g⁻¹土壤与7.5公斤公顷⁻¹(4.43公斤人工智能公顷⁻¹),被认为是一个相对较高的阿特拉津浓度和可能发生由于一个意外漏油。经过一天的孵化允许除草剂土壤吸附,与300年接种μL磷酸盐缓冲剂包含所选细菌财团是添加到土壤中产生7.5×10⁵细菌细胞g⁻¹土壤由镀对土壤提取琼脂。noninoculated控制只有无菌磷酸盐缓冲剂。土壤样本混合直到均匀湿,然后在室温下孵化在黑暗,直到实验结束。土壤样本中提取后30天的孵化和电化学分析。土壤水分保持常数通过孵化称重和纠正任何减肥通过增加无菌去离子水。阿特拉津的保持较高的人口下降,接种与财团是每5天在30天内共有6接种(32]。土样在初始莠去津浓度6.7毫克g⁻¹土壤提取的孵化时间2、10、20、30天的分析来确定仍莠去津浓度在每一个时间间隔。

3所示。结果

3.1。阿特拉津降解率和不同参数的影响

通过使用一个混合细菌财团的阿特拉津降解能力高的隔绝Kavar玉米田土壤、不同碳源对阿特拉津降解的影响研究(图1)。根据这个图,阿特拉津降解率对不同碳源的比例在9.47%至87.72%的范围。空白和控制没有碳源和细菌接种也被使用。一个空白样品没有充分支持财团细菌的生长(由于低浊度),和阿特拉津降解的速率比3%的小姑娘。线性回归显示,有一个显著区别不同的碳源和阿特拉津降解率()。

不同氮源对阿特拉津降解的影响如表所示1和2。根据表1阿特拉津降解率的百分比从87.72%下降到29.58%,硝酸铵浓度从0.0增加到900公斤公顷⁻¹土壤。硝酸铵的阿特拉津降解率下降很快当硝铵的浓度从零增加到600公斤公顷⁻¹土壤,之后阿特拉津降解的还原速度越来越慢。这一趋势一直在观察阿特拉津降解尿素的存在。根据表2阿特拉津降解率的百分比从87.72%下降到26.76%,尿素的浓度从0.0增加到500公斤公顷⁻¹土壤。尿素的初始斜率为0.21,然后斜率成了0.01。阿特拉津降解速率下氮修正案显示初始急剧下降斜率,然后达到恒定的相对速度较慢。考察了pH值对阿特拉津降解率的变化当蔗糖和柠檬酸钠作为碳源,而没有提供氮源(图2)。根据回归分析,可以得出结论,pH值有显著差异,阿特拉津降解()。

3.2。最初的阿特拉津浓度和土壤水分对阿特拉津降解土壤中

表3显示最初的阿特拉津的作用浓度和土壤水分的生物降解土壤接种。根据这张表的数据,经过30天的孵化项目noninoculated土壤样品阿特拉津降解率低,阿特拉津减少只有7%到19%。然而,对于接种土壤样本,降解率高,下降19.5 - -72%。接种土壤样本的25%土壤水分的初始浓度为1.3,6.7,和20毫克g⁻¹土壤、阿特拉津减少69.5%,分别为60.5%和30.5%的30天内孵化。图3表明,阿特拉津降解率在不同的时间间隔期间土壤文化。

图4描述的情节semilogarithm初始化的阿特拉津浓度(C / C₀)与时间。在30天的潜伏期,阿特拉津浓度降低初始浓度的6.7毫克g⁻¹土壤的最终浓度2.67毫克g⁻¹土壤。只降低5%莠去津浓度被第一天的潜伏期。然而,图3显示,在20天内40%的阿特拉津降解。之后,阿特拉津降解增加非常缓慢的观察,保持不变,直到结束的潜伏期。假设符合一级反应对阿特拉津的消失,一块初始化阿特拉津的自然对数浓度(C / C₀)与时间导致速率常数等于0.0328 d⁻¹(图4)。的对阿特拉津计算从情节是21.13 d。最初的阿特拉津的降解速度缓慢是紧随其后的是更快的降解率持续了大约5天然后降解速率慢,最终保持不变直到潜伏期。

4所示。讨论

碳源的柠檬酸钠和蔗糖阿特拉津降解率最高。根据数据,很明显,柠檬酸钠在阿特拉津降解的主要作用。然而,蔗糖作为唯一碳源阿特拉津降解最低了。曼德尔鲍姆和他的同事(1993)使用柠檬酸钠和蔗糖作为碳源9]。数据显示在这个研究中,阿特拉津的比例没有碳源生物降解率只有5.5%。额外的基质的存在可以发起cometabolism阿特拉津。过去的研究显示,阿特拉津碳环许多细菌不能使用能源;然而,碳烷基化集团为细菌生长提供了碳。阿特拉津的低量不能支持细菌生长,因此,需要补充碳(33]。

根据数据表1和2,细胞生长在外源氮源未能显著降低上层的阿特拉津浓度。阿特拉津利用率压抑nitrogen-sufficient增长条件下,在氮限制的条件下被激活。因此,阿特拉津分解代谢是压抑当另一种氮源是可用的。许多调查也显示出负面影响氮的修正案对阿特拉津降解土壤中土著人群(34,35]。许多研究者指出高浓度的矿物大大降低土壤矿化氮(36]。然而,其他研究报告,牛粪中提供有机氮增加阿特拉津矿化(10]。数据对pH值的影响表明,pH值从5.0增加到7.0,阿特拉津降解的速率增加。然而,随着pH值增加从7.0到8.5这导致阿特拉津降解率减少。显示7是最佳pH值对阿特拉津降解。在这种情况下的生物降解率为87.72%。

阿特拉津的生物降解率显著提高土壤接种土壤比未经变质处理的控制。30天之后,阿特拉津的百分比减少只有12%的未经变质处理的土壤初始莠去津浓度6.7毫克g⁻¹土壤和土壤水分的25%。每5天然而,土壤接种细菌财团的60.5%降低了阿特拉津在同一初始莠去津浓度和土壤水分的30天(表3)。作为初始莠去津浓度从1.30增加到20毫克g⁻¹土壤,减少阿特拉津的百分比从69.5%下降到30.5%(接种土壤和土壤湿度25%)。阿特拉津的下降减少20岁μg g⁻¹土壤可能是由于微生物活性和营养之间的复杂的相互作用的结果的可用性。因此,不平衡的营养供应,而不是阿特拉津的毒性可能是负责减少。图3表明,阿特拉津降解率随着时间的推移增加。根据(表3),增强了阿特拉津降解率发生在土壤水分从7%增加到25%。阿特拉津的比例从32.5%上升到69.5%,减少了土壤水分从7%上升到25%(在最初的阿特拉津浓度1.30毫克g⁻¹土壤)。许多研究人员发现,较高的阿特拉津降解率与土壤水分的增加发生。通过直接影响土壤水分影响微生物过程(例如,水资源)或间接影响,例如,溶质扩散、化学可用性和曝气(37]。因此,增加土壤水分的积极影响可能是由于微生物的增加流动性,溶质扩散和化学的可用性,对阿特拉津降解都有间接的影响。在这项研究中,超过60%的阿特拉津降解在30天的潜伏期(图3)。阿特拉津降解半衰期约为21.13 d展出。

总之,我们的研究结果证实,阿特拉津降解液体文化高于土壤。混合土壤中细菌财团文化退化69.5%的阿特拉津在初始浓度的1.3毫克g⁻¹土壤在30天内。然而,在液体培养,87.72%的阿特拉津降解10天。本研究的结果表明,阿特拉津的生物修复土壤利用atrazine-degrading细菌财团可以实现大范围的阿特拉津浓度如果土壤深层swere足够的养分也可用性平衡,。细菌财团与降解阿特拉津的能力提供了一个很好的机会提高通过生物强化这种除草剂的降解率。是非常重要的,这些细菌在实验室控制条件下的碳和氮源和环境因素之间的相互作用)已经能够使用阿特拉津。然而,有一些限制使用习惯微生物培养物降解除草剂在实际领域。因此,强烈建议阿特拉津降解的可行性研究的生物强化混合细菌分离株的真正的受污染的土壤。混合细菌财团成功在实验室研究可能会失败在现实领域,因为高浓度的其他化合物的灵敏度。

确认

作者要感谢设拉子大学医学科学的金融支持。化学系、水工程、植物病理学、土壤科学设拉子大学是高度赞赏提供设备和优秀的技术支持。