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實驗室，新疆 石河子 832000）

【研究意義】敵草隆（diuron）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，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，對土壤造成了嚴重的危害，已遠遠超出環(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)濟環(huán)保的技術(shù)，它旨在運用生物體的活動代謝來降低污染環(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)的一個過程[10-11]。在環(huán)境中對有機污染物的傳統(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)境中對有機污染物清除的首選，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[12]?！厩叭搜芯窟M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】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)針對敵草隆造成的殘留問題，篩選出降解菌進行治理的報道很少，已經(jīng)報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)盆栽試驗來驗證菌株對土壤中殘留敵草隆的降解情況以及對土壤的修復(fù)效果，利用生物法對其降解效果進行評價，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 試驗材料

1.1.1 供試菌株和植物 菌株SL-1 芬氏纖維微細菌Cellulosimicrobium funkei和SL-6 木糖氧化無色桿菌Achromobacter xylosoxidans，為本實驗室前期從連續(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，不接外加碳源時降解效率最佳，于第5 天（120 h）時，菌株SL-1 對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，不接外加碳源時降解效率最佳，在第5 天（120 h）時，菌株SL-6 對敵草隆降解率高達93.1%。

1.1.2 供試藥劑 敵草隆原藥；敵草隆標準品（質(zhì)量分數(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 試驗所用土壤采自石河子大學(xué)試驗站。土壤類型為壤土，pH 8.40；有機質(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、高速臺式離心機、超聲波清洗器、烘箱、震蕩儀、紫外分光光度計、生化培養(yǎng)箱。

1.2 試驗方法

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鹽培養(yǎng)基洗滌，制備細胞懸浮液。用分光光度計檢測菌懸液的OD 值，并將OD600調(diào)至0.5，后采用稀釋平板法測定菌液的細胞濃度，菌株SL-1 細胞濃度約為4.5×109cfu/mL；SL-6 細胞濃度約為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；流動相V（甲醇）∶V（水）=60∶40；流速1.0 mL/min；柱溫35 ℃；測定波長254 nm；進樣量20 μL。

1.2.3 土壤中敵草隆降解試驗 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到田間最大持水量的60%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱中進行黑暗處理，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，每個處理重復(fù)3次，且設(shè)置空白對照。

1.2.4 土壤中敵草隆降解影響因素試驗（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到田間最大持水量的60%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱進行黑暗處理，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到20%、40%、60%、80%。將花盆置于30 ℃的恒溫箱進行黑暗處理，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 生物法驗證菌株SL-1 和SL-6 的降解效果 本試驗采用生物法驗證降解菌SL-1 和SL-6 在土壤中對敵草隆的降解效果。設(shè)置以下4 個處理（表1）。4 組試驗均設(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（棉花種子提前進行12 h 浸種），觀測其出苗率，且于接種后的21 d 對其鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、根長等生理指標進行測量統(tǒng)計，觀測植株生長情況，并對其降解效果進行評價分析。

表1 生物法驗證菌株對敵草隆降解效果的4個處理Tab.1 Four treatments to verify the degradation effect of diquat by biological method

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

試驗結(jié)果均采用SPSS 22.0 與Excel 2016 統(tǒng)計軟件進行數(shù)據(jù)方差分析及多重比較，本試驗所顯示的結(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對土壤中敵草隆降解效果評價

如圖1所示，對于敵草隆初始濃度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%，相對于不接菌的自然降解率45.4%分別提高了18個百分點和31.9個百分點；對于敵草隆初始濃度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個百分點和31.9個百分點；對于敵草隆初始濃度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%，相對于不接菌的自然降解率34.5%分別提高了19.4個百分點和27.3個百分點；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%，相對于不接菌的自然降解率37.2%分別提高了13.8個百分點和19.9個百分點。

圖1 敵草隆的降解動態(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，菌株對敵草隆的降解率變低，菌株對敵草隆含量100 mg/kg的土壤降解效果最佳，降解率高達63.4%和77.3%，而對敵草隆含量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對菌株的活性產(chǎn)生抑制，從而使降解效率降低。

敵草隆在土壤中的消解動態(tài)（表2）均符合一級動力學(xué)方程Ct=C0ekt。敵草隆含量100，200，500，1 000 mg/kg 的CK 土壤樣品中，不接菌時敵草隆的消解動力學(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，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，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 接菌量對土壤中敵草隆降解的影響

使中敵草隆的含量達到500 mg/kg，土樣中含水量達到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，降解率最高為63.8%，較不接菌的36.8%增加了27 個百分點；SL-6 處理的土壤中，其不同接菌量對敵草隆的降解有顯著的影響，當(dāng)接菌量為15%時，降解效果最好，降解率高達79.9%，明顯高于其它接菌量，且較不接菌時36.8%的降解率增加了43.1個百分點。

圖2 接菌量對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，其降解率最高；當(dāng)接入菌株SL-6 時，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%時降解率最高，不接菌時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，兩株菌株對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個百分點和31.9個百分點。

圖3 敵草隆初始濃度對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，自然降解率低于接菌后，且在3個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 土壤濕度對土壤中敵草隆降解的影響

使土壤中敵草隆濃度達到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，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，CK及接菌后的降解率分別高達46.9%、69.3%、74.9%。

圖4 土壤濕度對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，土壤濕度對敵草隆的降解有顯著的影響，土壤高含水量對菌株降解敵草隆有促進作用。

2.5 培養(yǎng)溫度對土壤中敵草隆降解的影響

將土壤中敵草隆濃度達到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，兩株菌株的降解率最高，較CK 分別增加了20.4個百分點和25.3個百分點；且溫度過高或過低均會對菌株的活性產(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棉花的影響

試驗結(jié)果顯示，2 種菌株均能對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植株造成的藥害。下列4組處理中，清水對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

對土壤進行敵草隆處理，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 個百分點和40.41 個百分點；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 個百分點和38.12 個百分點；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個百分點和26.51個百分點；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

本研究對菌株SL-1 和菌株SL-6 的降解條件進行了評價。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，其菌株對敵草隆的降解率會隨之變低，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對菌株的活性有抑制，從而降低降解率。由土樣中敵草隆消解的動力學(xué)方程可以看出，SL-1和SL-6處理后，土樣中4個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，因此本試驗對菌株在土樣中的降解程度進行了優(yōu)化。菌株SL-1在土壤中敵草隆含量100 mg/kg、接菌量10%、土壤含水達到80%、30 ℃時，降解效果最好；SL-6在土壤中敵草隆含量100 mg/kg、接菌量15%、土壤含水達到80%、30 ℃時，降解效果最好；最后，采用室內(nèi)盆栽法驗證菌株的安全性，菌株SL-1 和SL-6 均能對含藥土壤有較好的修復(fù)能力，也能降低敵草隆對植株的損傷，對棉苗鮮質(zhì)量、干質(zhì)量、株高、根長、須根數(shù)等進行測量，結(jié)果顯示對照組棉苗長勢最好，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，如果土壤中有機質(zhì)含量較低，敵草隆會在土壤深處浸出，造成地下水污染。土壤對敵草隆殘留自然降解緩慢，其在土壤中的蓄積可對土壤中非靶標生物造成威脅。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]。微生物生長有一個合適pH 值范圍，土壤中過高或過低pH值對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]試驗結(jié)果表明，土壤含水量會影響降解菌制劑的降解，含水量越高，制劑對敵草隆的降解效果越好。因此，可對土壤pH值的變化、含水量的變化及不同土壤類型對降解菌降解特性進行研究，確定降解菌使用的最佳條件，為實際應(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)藥含量過高對菌株的降解會產(chǎn)生影響，是由于農(nóng)藥濃度過高會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對細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研究發(fā)現(xiàn)，菌株對ZEN 降解能力的強弱與溫度及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]。本試驗結(jié)果恰相反，可能是因為當(dāng)土壤含水量加大，有利于除草劑在土壤中的擴散和除草劑的解吸附[25-27]，從而菌株接觸到敵草隆的機會越大。由于土壤環(huán)境復(fù)雜，存在多種殘留農(nóng)藥，因此可以對菌株SL-1和SL-6的降解譜進行深入研究，擴大其應(yīng)用范圍。