降解除草剂阿特拉津的细菌聚生体的分离和鉴定

将阿特拉津降解速度快但降解不完全的混合菌群与阿特拉津降解完全但降解速度慢的Pseudomonas sp.ADP菌株混合,经过长期驯化培养,筛选到一个能完全降解阿特拉津而且降解速度快的细菌聚生体(bacterial consortium).聚生体含有两个菌株,其中一个菌株来自混合菌群,命名为AD25,另一个是ADP的突变株,命名为Pseudomonas sp.ADP-V.通过16S rRNA基因测序,AD25被鉴定为节杆菌(Arthrobacter sp.).PCR分析和降解实验表明,AD25含有trzN-atzBC基因,能将阿特拉津降解成氰尿酸;ADP-V含有atzDEF基因,是ADP菌株丢失atzABC基因以后的衍生菌,能使氰尿酸进一步降解.由AD25和ADP-V组成的细菌聚生体能快速和完全降解阿特拉津.ADP-V的atzD基因表达和酶动力学实验表明,由于它编码的氰尿酸水解酶(AtzD)的339位蛋氨酸(Met)突变为苏氨酸(Thr),导致酶活力降低从而引起在生长培养基中出现少量氰尿酸积累.     

水中阿特拉津的气相色谱法测定

采用二氯甲烷萃取，丙酮定容，毛细管柱分离，电子捕获检测器（μECD）气相色谱法检测阿特拉津，得到了良好的分离效果、较宽的线性关系和较高的灵敏度。方法最低检出浓度为0．0002mg／L，加标回收范围为82．3—90．0％。满足能达到地表水环境质量标准GB3838-2002中的要求。     

土壤中阿特拉津降解实验研究

通过批实验确定了阿特拉津在不同土壤样本中的降解速率，同时对各土壤特性与降解速率的相关性进行了统计分析，并比较了阿特拉津在灭菌土壤与未灭菌土壤中的降解过程．结果表明：土壤中阿特拉津降解速度缓慢，而且实验土壤对阿特拉津的吸附作用较弱，故阿特拉津的施用对当地浅层地下水和地表水资源存在较大威胁；非生物降解和生物降解所起的作用相当；实验地区阿特拉津的降解参数服从正态分布；在水平α=0．05下，降解速率与已知的几种土壤特性及吸附参数的相关性较弱，     

阿特拉津对土壤吸附铜的影响

采用批量平衡法研究了铜在土壤中的吸附行为,探讨了阿特拉津与铜共存对铜吸附性能的影响。结果表明:铜与阿特拉津共存时,准二级吸附动力学方程可以很好地描述铜的吸附速率,Freundlich吸附等温线方程比较理想地描述了铜的吸附行为(R20.99);随着阿特拉津浓度的增加,土壤溶液中溶解性有机碳的含量下降,K f和n增大,土壤表面电位变化不明显,土壤溶液pH值显著升高。阿特拉津与铜共存增强了土壤对铜的吸附能力。     

阿特拉津对土壤吸附铜的影响

采用批量平衡法研究了铜在土壤中的吸附行为,探讨了阿特拉津与铜共存对铜吸附性能的影响。结果表明:铜与阿特拉津共存时,准二级吸附动力学方程可以很好地描述铜的吸附速率,Freundlich 吸附等温线方程比较理想地描述了铜的吸附行为(R² > 0.99);随着阿特拉津浓度的增加,土壤溶液中溶解性有机碳的含量下降,K_f和n增大,土壤表面电位变化不明显,土壤溶液pH值显著升高。阿特拉津与铜共存增强了土壤对铜的吸附能力。     

天然水体中阿特拉津的光解行为初探

光解是有机污染物在天然水体中非生物转化的重要过程之一。除草剂阿特拉津由于在环境中相对稳定且具有较高的渗透性,在地表水和饮用水中经常被检测到,是一种内分泌干扰剂。本实验研究了天然水体中普遍存在的腐殖酸(Hu-mic Acid,HA)和铁对阿特拉津光降解的影响。     

阿特拉津降解细菌的直接检测及分离

摘要：利用改良的 SM固体培养基,对受除草剂污染的土壤中阿特拉津降解菌进行了检测、计数及分离。研究发现,在工业污染土壤中,阿特拉津降解菌群成为微生物群落的主要组成部分,而在农业土壤中仅占次要地位。用多重PCR分析了靶向基因trzN 和 atzABC,表明含trzN-atzBC基因组合的降解菌在山东省工业及农业土壤中占主导地位。因为富集偏差的消除,直接分离方法更利于阿特拉津降解菌多样性分析的研究。     

阿特拉津农药在包气带内运移模拟

对植物根区(土壤层)及渗流区(作物根区以下潜水面以上包气带部分)农药的行为进行了数学描述．应用植物根区数学模型模拟了旱田除草剂阿特拉津农药在研究区包气带中的行为．模拟结果表明,吸附系数较小、降解半衰期较长和在水中的溶解度较大的阿特拉津农药可长期残留在包气带内,并且能够随降雨入渗进入潜水含水层而污染地下水．     

土壤阿特拉津的生物修复机制的研究

阿特拉津主要用于一年生禾本科杂草和阔叶杂草的防除,由于其成本低、除草效果好,已迅速在世界范围内广泛使用。阿特拉津不易降解,在环境中持留时间长,频繁使用会污染农田土壤及周围水体,对生态环境和人类健康产生威胁。环境中的微生物种类基数大,容易异变,适应能力强,生物降解因具有高效、成本低,无二次污染的优点而成为研究的焦点。文章运用稳定性同位素探针技术(SIP)与各种分子生物学手段结合,展望了同位素探针技术在鉴定降解有机污染物的功能菌方面的前景。     

人工湿地处理农业径流中的阿特拉津研究

结合目前国内外的研究现状,介绍阿特拉津降解途径;重点分析了阿特拉津在人工湿地中通过光解反应、植物吸收和填料吸附并进一步生化降解的3种迁移转化过程;提出了有效控制扩散的设计参数并总结影响这一过程的主要因素.阿特拉津在人工湿地复杂环境下的迁移降解规律应为今后研究的重点.     

阿特拉津在水生态系统不同介质中的分布特征

为解决除草剂阿特拉津在水生态系统不同介质中的归趋问题,在室内构建了"水-底泥-鱼-水草"微宇宙生态系统,考察了在水中加入阿特拉津后,阿特拉津在系统各介质中的分布情况.实验结果表明:阿特拉津自水相进入系统后,随着时间延长,阿特拉津在水中质量浓度逐渐减少,在底泥、水草和鱼样品中质量浓度逐渐增加,30 d后趋于稳定.水中阿特拉津初始质量浓度为6.01 mg/L,30 d后降为3.48 mg/L.初始时底泥、水草和鱼体内都不含阿特拉津,30 d后含阿特拉津分别达到0.97、1.14、67μg/g.在水生态系统各介质中,阿特拉津较易分布在水中,在生物体和底泥中累积能力相对较弱,累积能力大小顺序为水草底泥鱼.     

基于金纳米通道分离检测百草枯与阿特拉津

利用化学沉积法在聚碳酸酯膜上沉积金,得到的金纳米通道表面带有负电荷,具有亲水性.阿特拉津和百草枯在结构性质上存在差异,百草枯为亲水性分子,水溶液中以阳离子形式存在,而阿特拉津为疏水性分子,水溶液中以分子形式存在,在外加电场的条件下,离子型百草枯由于电泳的作用会发生定向迁移,利用这一特点,实现对两者分子的分离.     

阿特拉津降解菌的生长与降解特征研究

从农药厂生产车间污泥中分离出菌种AT菌,进行了菌种生长曲线的测定,求得AT菌的对数期代时为3.87 d,生长速率为0.258 d-1;不同的温度条件下污染质阿特拉津的降解实验表明,在4～20℃的实验温度范围内,AT菌能够降解代谢污染物质,并随温度的升高,降解能力增强.20℃时降解率为38.84%.同时环境因素也随着AT菌作用而变化,其中pH随AT菌作用加强和减弱有下降和回升的过程.     

阿特拉津在金纳米通道中的迁移特性研究

报道阿特拉津在圆柱形的金纳米通道的迁移特性．采用化学沉积法在聚碳酸酯滤膜的孔道里面沉积金,阿特拉津免疫原与载体蛋白形成的复合物通过金纳米通道时产生电流响应,阿特拉津免疫原、阿特拉津与抗体形成的复合物以及其他除草剂通过金纳米通道时产生的电流响应有着明显的不同．该传感器测定阿特拉津的线性范围是2．56×10-8～3．33×10-7mol／L．检测限可达1．70×10-10mol／L．传感器用于实际样品测定,结果满意．     

沉积物和生物膜吸附阿特拉津的灰色关联分析

借助灰色关联度筛选出复合污染体系Cd2+/AT,Cu2 +/AT中沉积物和生物膜吸附阿特拉津(AT)的主要吸附位,包括活性组分铁氧化物(Fe)、锰氧化物(Mn)、有机质(OMs)及其交互作用,并建立主要吸附位与AT吸附量的多元线性回归模型.多元线性回归模型结果表明:Cd2+对AT的吸附表现为协同作用,Cd2+质量浓度为0.2mg·L-1时协同效应最显著;Cu2对AT的吸附表现为拮抗作用,抑制效应随Cu2+质量浓度增大呈逐渐增强趋势.Cd2+,Cu2+显著影响了活性组分及其交互作用对AT的吸附行为,活性组分之间的交互作用在AT迁移转化方面发挥着至关重要的作用.     

阿特拉津降解菌Enterobacter sp.的基因差异分析

筛选并分析生物降解菌Enterobacter sp.在阿特拉津作用下的差异基因。以Enterobacter sp.BIDMC 29基因组为参考,利用高通量测序技术,对阿特拉津降解菌株和对照菌株进行转录组测序分析。结果表明,共有368个基因表现出显著差异,其中上调基因231个,下调基因137个。在差异基因GO富集分析的前30个条目中,尿嘧啶分解代谢、氮利用、硝酸盐同化、硫化氢生物合成、裂解酶活性和过氧化物酶活性等相关基因表现富集。Pathway分析显示,差异基因涉及70条代谢途径,与氮代谢、氨基酸合成和代谢、ABC转运蛋白、丙酮酸代谢等过程有关。菌株通过调节基因表达来提高对阿特拉津的降解能力,为进一步解析阿特拉津的代谢机制奠定基础。     

阿特拉津对发育期SD大鼠免疫功能的影响

研究了除草剂阿特拉津对发育期雌、雄SD大鼠免疫功能的影响.选用雌雄SD大鼠(80±10 g)各32只,分别分为4组,每组8只.根据体重比设置对照、低、中、高剂量处理组(0,25,125,250mg/kg)进行(阿特拉津)染毒,30 d后测定雌雄大鼠脾脏、胸腺和体重的相对比值.同时取外周血,培养细胞后测定淋巴细胞转化率和半数溶血素值.结果表明:对雌雄大鼠,阿特拉津对脾脏均没有影响,但对胸腺具有显著的损伤作用(P<0.05),使其发生退行性病变;淋巴细胞转化率(刺激指数s,值)在中、高剂量组的雌鼠和雄鼠中均显著下降(P<0.05),且雌雄间差异显著(P<0.05).对半数溶血素值的测定结果表明:中、高剂量组与对照组相比均明显下降(P<0.01).阿特拉津对大鼠的免疫系统具有显著的毒性效应,推测雌雄间的差异与雌激素水平有关.     

阿特拉津在地下水中迁移转化的实验研究

阿特拉津是研究区内广泛使用的旱田除草剂,为治理其污染的地下水,采用静态和动态实验的方法研究其在含水介质砂层中的吸附特性和在地下水中的迁移转化规律,实验结果表明;砂层对阿特拉津的吸附量小,不同固流比（1.0、0.5、0.2)时的分配系数分别为0.10,0.15,0.19cm^3/g;含水层的弥散度为0.0336m,阻滞因子为1.29,自然净化系数为0.0028/d。由此确定所建立的数学模型和参数,为研究区阿特拉津污染地下水的治理提供可靠的依据。     

阿特拉津分子印迹聚合物微球的制备及表征

以阿特拉津（Atrazine）为模板分子,甲基丙烯酸（MAA）为功能单体,乙二醇二甲基丙烯酸酯（EDMA）为交联剂,采用沉淀聚合法制备了粒径约210nm的阿特拉津纳米分子印迹聚合物（MIPs）微球.采用紫外分光光度法确定了模板分子与功能单体的最佳物质的量比为1:4.Scatchard分析表明,分子印迹聚合物纳米微球存在两种不同的结合位点,最大表观吸附量(Q_max)和平衡离解常数（K_d）分别为Q_max1=38.08μg/g,K_d1=0.2489μg/L,Q_max2=310.33μg/g,K_d2=6.6269μg/L.此方法制备的分子印迹聚合物对阿特拉津具有良好的选择性吸附能力.