（微生物学专业论文）阿特拉津降解细菌的分离与筛选.pdf

沈阳农业大学硕士学位论文 摘要 从营口农药厂排污口、药厂周围受污染土壤及农大实验场未受污染农田 分别采集活性污泥和土样，经过富集培养，分离筛选到2 8 个菌株，包括细 菌、放线菌、真菌，均可以将阿特拉漳作为唯一氮源生长。 对水体和土样中阿特拉滓的测定方法进行了初步研究。结果表明，实验 采用的方法对水体中阿特拉津的测定在一定浓度范围内可行，提取率9 0 左 右：而测定土壤中的阿特拉滓误差较大。 采用紫外分光光度法对所分离到的菌株进行了降解能力的测定，筛选到 3 个降解能力相对较高的细菌菌株，分别命名为a t l 、a t 2 、a t 3 ，其降解率 分别为6 2 7 、3 5 ，3 、5 8 ，3 ，其中a t i 菌株和a t 3 菌株降解率均在5 0 以 上。 对菌株a t i 和a t 3 生理特性研究表明，两株阿特拉津降解细菌均有t t c 一 脱氢酶活性；当培养基中有阿特拉津存在时，两菌株的脱氢酶活性都有明显 提高；a t - 菌株还具有脂酶及蛋白酶活性。 菌株a t l 和a t 3 能在以苯酚为唯一碳源的培养基上生长：a t i 株还能以 二甲苯为唯一碳源进行生长，具有较强的芳烃利用能力。 以阿特拉津为唯一氮源培养a t l 、a t 3 株，测定了菌株产氨氮的含量， 试验结果表明，两株菌都可以产氨氮，产氨氮量为a t l 菌株 a t 3 株，初步 分析认为阿特拉滓经过细菌降解后，最终一部分转化成氨氮，避免了产生对 环境有潜在威胁的中间产物。 对菌株a t l 和a t 3 分类地位进行了初步的鉴定，鉴定结果为：a t i 菌株 为芽孢杆菌属( b a c i l l u ss p ) ，而a t 3 菌株为假单胞菌属( p s e u d o m o n a s s p ) 。 对菌株a t l 及a t 3 分别进行了室内摇床培养的阿特拉津降解条件研究， 结果表明a t l 菌株对降解的最佳条件为：p h6 0 ，接种量7 0 ，葡萄糖浓 摘要 度1 0 ，n a ：h p o 。浓度0 7 ，在此条件下阿特拉津的降解率达到最高为6 2 1 ； a t 3 菌株对阿特拉津降解的最佳条件为：p h6 0 ，接种量1 0 0 ，葡萄糖浓度 o 5 ，n a 。h p o 。浓度o 8 ，在此条件下阿特拉津的降解率达到最高为6 0 8 3 ， 为进一步的应用试验奠定基础。 关键词：阿特拉津；降解细菌；降解率；生理生化特性；鉴定；降解条件 沈阳农业大学硕士学位论文 刖 若 一、阿特拉津的一般概述 ( 一) 阿特拉津的结构、理化性质及作用机理 阿特拉津是瑞士学者c o s ta i 3 0 0 0 m g k g 。以2 0 m g k g d 。1 的口服剂最饲喂大鼠半年，其中有4 0 的大鼠死亡。主要症状为：呼吸作用 紊乱，肢体瘫痪，并在心脏、肝脏、肺、卵巢和内分泌系统发生形态或生化 的变化。对狗进行一项为期两年的慢毒性试验证明无作用剂量为 0 7 5 m g k g ，在7 5 m g k g “的剂量下，表现食量减少，体重增加，肾上腺增 重。血细胞减少及间歇性震颤或后肢僵硬等症状。研究认为长期饮用高含量 阿特拉滓的水会对肝脏和心脏产生不良影响。具体为： ( 1 ) 致畸效应：对妊娠小鼠以4 6 4 m g k g d “的剂量饲喂不会对胚胎产 生不良影响。 沈阳农业大学硕士学位论文 ( 2 ) 致突变效应：大量文献报道显示：阿特拉津不是诱变剂，但是试验证 明，阿特拉津可以使骨髓中染色单体的变异机率增加。 ( 3 ) 致癌效应：阻2 1 5 m g k g d 。的口服剂量饲喂小鼠7 2 8 d 后，再以 8 2 m g k g d 1 剂量饲喂5 1 0 d 都不会引起肿瘤。而对大鼠终生饲喂阿特拉津 的试验显示阿特拉津可以导致乳腺癌。另外阿特拉津对器官还有一定的毒 性，表现为动物的致死剂量试验能够引起器官的严重损伤，可以使肺、肾、 肝脏、脾和心脏等器官出血或( 和) 充血。 2 、阿特拉津的环境毒理与生态效应 阿特拉津对生活在水中动物毒性极大，当浓度达到3 k 9 1 时，可杀死 水中的节肢动物。阿特拉津进入水体后，充分表现出其对水生植物的活性， 这样由于其直接毒性作用和对食物链的深度破坏而对所有水生生物的生存 造成不良影响。另外，阿特拉津能有效抑制植物和藻类的光合作用及生长。 e l s h e e k h 等发现，当阿特拉滓的浓度达1 5 9 m 0 1 l 。时小球藻的生长立即受 到抑制。地球上9 0 的光合作用是由藻类植物完成的，藻类植物受到危害会 引起食物链的改变，以致影响整个生态系统。但也有人认为阿特拉津的威胁 性并非很大。但是也有生物浓缩因子( b c f s ) 资料表明，阿特拉津很难产生 生物浓缩，食物链的放大也可以忽略，据报道的b c f s 值看。软体动物、水 蛭、枝角目动物和鱼类不通过食物链在阿特拉津的暴露下产生积累，因此其 毒性有待进一步研究。 二、阿特拉津的环境行为及其污染状况 ( 一) 阿特拉津在环境中的迁移行为 阿特拉津在土壤中主要以游离态、吸附态和结合态形式存在，残留在土 壤中的阿特拉津可以与c d 、z n 、c u 等重金属形成复合物( m a n u e l a ，1 9 9 8 ) ， 也有一部分与土壤腐殖酸相结合，形成结合残留。据报道，在我们通常使用 的农药中，有9 0 可以在土壤和植物中形成结合残留，其结合残留一般占施 前言 药量的2 0 7 0 ( k h a n ，1 9 9 5 ) 。c a p r i e l 等发现，在施用阿特拉津9 年的土 壤中，有5 0 的阿特拉津以结合态存在，这些残留物通过自然环境因素的相 互作用无法除去它们。在过去，人们普遍认为结合态农药是稳定的，并习惯 于用游离态的残留量来计算土壤中农药持留性，因而低估了土壤中农药的残 留量，错误地评价了农药的持留性和半衰期。 阿特拉津在土壤中的迁移途径主要有以下几个方面：一是受降雨和灌溉 等因素的影响发生物理迁移，通过地表径流使之进入河流和地下水，而河流、 海洋及湖泊之间可以形成个运输线，将陆地生态系统中的阿特拉津运输至 海洋和湖泊，直接危害海洋和湖泊生态系统的安全；同时对人类赖以生存的 饮用水安全造成直接的威胁，有关这方面的报道很多。二是通过浮尘的挥发 进入大气( p a n a y o t i s ，1 9 9 5 ) ，也可通过植物的蒸腾作用进入大气，但有关报 道较少。许多研究发现，有相当一部分农药残留在植物体内形成结合态 ( s t i l l ge ta l ，1 9 8 1 ) ，用这些植物喂食动物后，一部分残留物通过粪便 排出体外，以有机肥的形式进入土壤中，然后再被植物摄取，如此循环往复。 f r a n k ( 1 9 7 9 ) 研究表明，阿特拉津的吸附性与其迁移成负相关，与其除草效 果呈正相关。当土壤的吸附程度较弱时，阿特拉津易通过土壤的孔隙向下迁 移而进入地下水，造成对地下水的污染。有研究者估计，用于农田的阿特拉 津0 3 1 9 通过各种渠道进入水体。当阿特拉津进入水体后，相对小的水 解及光解可能使其在静止的水体中更长时间的存在。 ( 二) 阿特拉津在我国及在世界的污染状况 由于阿特拉津具有难降解和在土壤中持留期长的特点，长期使用会使土 壤中阿特拉津残留量增加。当土壤中阿特拉津残留量较高时会危害下茬作物 的正常生长，尤其对豆科作物危害更大。残留的阿特拉津易被植物富集和进 入地下水与地表水，造成土壤、地表水、地下水和大气的严重污染。阿拉津 分子中含有一个氯原子，对人体有中等偏低的毒性，直接威胁到人类健康。 4 沈阳农业大学硕士学位论文 近年来，由于种植结构的改变，不断发生阿特拉津药害现象，污染农田的事 故频繁发生，造成很大的经济损失。曾经大量使用阿特拉津的国家已在地表 水和地下水中发现阿特拉津的残留，因此美国、日本等国均把它列入内分泌 干扰剂化合物名单。美国国家环境保护机构( e p a ) 规定饮用水中的阿特拉 津不可超过3 l ，欧共体规定为0 1 l 一，我国则在1 9 9 8 年制定阿特拉 津在i 、i i 类地表水中的标准为3 l 。 我国在2 0 世纪8 0 年代开始使用阿特拉津，到2 0 世纪9 0 年代在华北、 东北地区得到广泛推广和大量应用。代表性生产厂家有吉林吉化、河北宣化 和浙江长兴农药厂。1 9 9 6 年阿特拉滓使用量为1 8 0 0 t ( 有效成分) ，1 9 9 8 年 为2 1 3 0 t ，1 9 9 9 年为2 2 0 5 t ，2 0 0 0 年为2 8 3 5 2 t 。至今为止，阿特拉津原粉 产量可达7 0 0 0 8 0 0 0 t 年。虽然生产时间不长，但以上三个地区均已发生 过严重的农田污染事件，并在媒体公开报道过。我国在管理和监控阿特拉津 污染方面采取措旆比较晚，1 9 9 6 年制定了农作物中5 可特拉津最大残留限量标 准，玉米、甘蔗中的含量0 0 5 m g k 9 1 ( g b1 6 3 2 3 1 9 9 6 ) ；2 0 0 2 年规定阿特 拉津在地表水i 、i i 、i 类水域中的特定项目标准值为3ug l 。1 ( g b 3 8 3 8 2 0 0 2 ) 。 任晋( 2 0 0 2 ) 对张家口地区洋河流域和官厅水库中阿特拉滓及其降解产 物进行了调查研究，结果在宣化农药厂排污口以下的地表水中均检出了阿特 拉津及其毒性代谢产物：脱乙基代谢产物d e a ( d e e t h y 】a t r a z i n e ) 、脱异丙基 代谢产物d i a ( d e i s o p r o p y l a t r a z i ) 和羟基取代代谢物 h a ( h y d r o x y a t r a z i l i e ) 。大部分超出地表水中3 uf f l “的标准；在农药厂周 围的深井水中已经发现阿特拉津及其降解产物：在官厅水库及其下游永定河 中均检出阿特拉津及其代谢物d e a 、d i a 和h a ，且d e a 浓度最高。为d i a 和 h a 浓度的2 1 0 倍。官厅水库为北京市重要地表水源，在官厅水库及下游永 定河中检测出阿特拉津及其代谢产物，说明阿特拉津已进入北京地表水系， 值得引起注意。时常明等( 2 0 0 1 ) 利用多介质环境模型对自洋淀地区的土壤、 前言 地下水和玉米中3 0 年阿特拉津的含量进行了预测，结果表明，在阿特拉津 开始施用1 0 年后，在地下水中的浓度将超过美国环保局( e p a ) 规定的3 垤l 。1 饮用水标准；5 年后在玉米籽粒中的含量将接近加拿大规定0 1m g k g “最高 允许浓度。我省每年近8 0 0 万亩玉米田在使用阿特拉津除草，但它在土壤中 的残留性、降解率及向下土壤迁移的状况等很多方面鲜有报道，尤其是对棕 壤的研究更少。1 9 9 7 年6 月上旬，辽宁省昌图县发生一起全国特大阿特拉津 污染事件，污染面积达2 8 0 0 h m 2 ，造成直接经济损失四千多万元。因此，为 了保障人类健康，实现经济的持续发展，修复被污染的土壤和地下水已引起 我国政府及环境科学家的广泛关注。 同时，阿特拉滓在世界范围内也得到广泛应用，由此而导致的环境污染 问题更不容忽视。世界上具有多年阿特拉津使用历史国家的地表水和地下水 均受到了不同程度的污染。在1 9 9 1 1 9 9 2 年美国地调局( u s g s ) 调查发现 w e s tl a k e 湖的1 3 个水样中就有1 1 个水样阿特拉津的浓度超出饮用水标准。 1 9 9 6 年再次调查夏威夷地下水，5 0 水样都检测出除草剂阿特拉津和其脱烷 基代谢产物d e a 。h o f f m a n 等( h o f f m a nr 。se ta l ，2 0 0 0 ) 在对美国8 条城 市河流中农药含量作比较时，发现阿特拉津、西玛津、甲草胺等除草剂被检 出率很高。法国t i s s e a umae ta l ，1 9 9 8 年在对加拿大魁北克市y a s m s k a 河河口附近的水域及其5 个直流的研究发现，阿特拉津的最高浓度一般超过 了加拿大为保护水生生物而制定的水质标准 活性污泥，经过富集后，种类及数量都发生明显变 化，活性污泥中和药厂周围受污染土壤中的微生物种类及数量基本没变或变 化不大，而农大未受污染试验田中的则有所下降。这说明未受污染试验田给 微生物提供了极其丰富的营养，因此试验田中的微生物种类及数量多，而经 过富集后由于高浓度的阿特拉津对微生物有毒害作用，使菌株生长逐渐衰 退，其种类及数曼都相应减少。从活性污泥中所分离出的微生物富集后其种 结果与分析 类及数量基本没变，这是因为其中的微生物已经适应了其高浓度的阿特拉 津，可以将阿特拉津作为营养物质利用，因此富集后的菌株生长情况仍然良 好。 二、阿特拉津降解菌降解能力的测定 ( 一) 最大波长的确定 用l c m 石英比色皿，以正己烷为空白对照，在2 1 0 n m 3 0 0 n m 波长范围 内，依次测定不同浓度阿特拉津样品的吸光度，试验结果如图1 。 0 d 值 2 0 0 z 1 02 2 02 3 0z 4 02 5 0 2 5 u 2 7 02 8 02 9 0 波长( n m ) 图1 阿特拉津吸收曲线 f i g u r e1a b s o r p t i o dc u r v eo fa t r a z i n e 由图1 可以看出，阿特拉津在2 2 0 r i m 处有最大吸光值，这与许多文献所 报道的一致，因此选择2 2 0 r a n 作为测定阿特拉津的最佳特征吸收波长。 ( 二) 标准曲线的绘制 紫外分光光度法广泛用于微量或痕量分析中，根据三氮苯类除草荆在紫 外光区2 2 0 r i m 处有特征吸收峰的性质，可将紫外分光光度法用于阿特拉津的 定量分析。对不同浓度的阿特拉津进行o d 值的测定，绘制标准曲线，试验 结果见表2 和图2 。 沈阳农业大学硕士学位论文 1 4 1 2 1 0 8 0 6 0 4 0 2 o 图2 阿特拉律标准曲线 # 日特拉津浓度( 。l 1 ) f i g u r e2s t a n d a r dcurveo fa t r a z i n e 为准确反映样品浓度与吸光度之间的关系，对实验数据进行回归计算， 得阿特拉津浓度吸光度曲线方程为：y = a + b x = 0 1 2 5 9 9 6 4 x + 0 0 6 5 0 9 ，其 中a = o 0 2 5 1 ，b = o 0 6 5 0 9 ，相关系数r = o 9 9 2 8 1 。 ( 三) 水体及土样中阿特拉津的测定 1 、水体中阿特拉津的测定 含有不同浓度阿特拉滓的水样，经萃取、蒸发、定容后测得阿特拉津浓 度，通过公式：提取率= 塑塑望翥磊黔l 。计算提取率，三次重 复，结果见表3 和图3 。 由结果可以看出，在初始浓度为4 l o p g m l l 时，阿特拉津提取率较高 且稳定，均在9 0 左右，低于4 a g 彻时，提取率有明显的下降，而在l ”g m l 。 时提取率降低到5 0 以下。分析认为，水中的重金属离子可能与阿特拉津生 成复合物，使之更加难以被降解，降低了提取率。而在浓度低的情况下这种 结果与分析 作用越发明显，使低浓度的阿特拉津提取率明显下降。 表3 水样中阿特拉津的提取率 t a b l e3t h ed i s t i l l a t i o nr a t e so f a t r a z i n ei nw a t e r 提取率( ) 1 o 8 0 6 o 4 02 0 01234567891 0 l l 图3 水样中阿特拉津提取率 初始浓度( “g m 一， f i g u r e3t h ed i s t i l l a t i o nr a t e so f a t m j d n ei nw a t e r 2 、土样中阿特拉津的测定 由于受土壤理化性质的影响，土样中阿特拉津经提取、紫外分光光度法 测定浓度，结果误差极大。 ( 四) 阿特拉津降解菌降解能力的测定 将各菌株的阿特拉津萃取液经蒸发、正己烷定容后于2 2 0 n m 波长处，用 l c m 石英比色杯，在u v 一9 1 0 0 型紫外分光光度计下测定o d 值，以未接菌的为 空白对照。通过标准曲线求出残留阿特拉津浓度，依据公式：降解率 ：塑塑堕楚驾篓翼鎏窑墨塑冀望萱燮。1 0 0 ，计算出各菌株的阿特拉津 初始阿特拉滓浓度 。一 降解率。三次重复取平均值，试验结果如表4 所示。 沈阳农业大学硕士学位论文 表4 不同菌株降解率的测定 t a b l e4t h em e n s u r a t i o no f d i f f e r e n ts t r a i n sd e g r a d a t i o nr a t e s 试验结果表明，a l 、a t 3 菌株降解率较高，均达到了5 0 以上，而a 疋 菌株则低于4 0 ，因此以后试验中以a t i 、a t 3 菌株为试验菌株。 三、菌株a t ，、a t 。生理生化特性的研究 ( 一) 脱氢酶活性的测定 1 、标准曲线的绘制及脱氢酶活性的测定 将t t c 系列标准液反应生成的t f ( 三苯基甲片替) 用氯仿萃取后，以氯 仿作为参比，在4 8 5 n m 波长下比色测定o d 值。对实验数据进行回归计算， 得t f 浓度吸光度回归方程为：y = a + b x = 0 0 6 4 9 8 + 0 0 0 9 0 2 7 ，其中r = 0 9 9 9 3 9 ， 以生成的t f 浓度作横坐标，以o d 值作纵坐标绘制标准曲线，标准曲线见 图4 。 051 01 52 02 53 03 54 04 55 05 56 0 图4t f 标准曲线浓度( 1 | g - 札1 ) f i g u r e4t h es t a n d a r dc u e v eo ft fc o n c e n t f a t i o i 3 脱氢酶与t t c 反应生成t f ，t f 的浓度越高说明脱氨酶活性越高，因此 5 4 3 2 ； o 蜗n n n 吼 吼 结果与分析 可以用t f 的浓度表示各被测菌株的脱氢酶活性强弱。将各菌株反应产生的 t f 氯仿萃取液，在4 8 5 n m 波长及相同条件下测定其o d 值，然后从上述t f 标准曲线中找出显色液中的t f 浓度。所得数据均为三次重复的平均值。结 果见表5 。 表5a t l 、a t 3 菌株t t c 一脱氢酶活性测定结果 t a b l e 5t h er e s u l to f t h et t c d e h y d r o g e n a s ea c t i v i t i e si nt h ed i f f e r e n ts t r a i n s 由表5 可以看出，a t l 、a t 3 菌株均有t t c 一脱氢酶活性，但在不同培养 基中酶活性有所不同：在含阿特拉津的培养基中，菌株的脱氢酶活性均比不 含阿特拉津培养液中的要高，说明降解菌的t t c 一脱氢酶活性是在培养液中有 阿特拉津存在时才显著提高，而酶活a t l a t 3 ，与其降解率正相关，分析 认为该酶基因的高效表达需要有底物的诱导。 ( 二) 脂酶活性及蛋白酶活性的测定 在含有t w e e n 8 0 双层平板和酪蛋白的平板上分别点接阿特拉滓降解菌株 a t l 、a t 3 ，培养5 d 后对其进行观察，看菌落周围是否产生透明圈，产生透 明圈的说明具有酶活性，透明圈直径( 大小) 则表明了酶活性的强弱，试验 结果见附图l 、2 及表6 。 表6 不同菌株脂酶及蛋白酶活性的测定 t a b l e 6t h em e n s u r a t i o nr e s u l to f d i t i e r e n ts t r a i n se s t e r a s ea n da l b u m i n u r i aa c t i v i t i e s 沈阳农业大学硕士学位论文 由表6 可以看出a t l 菌株在脂酶及蛋白酶培养基上均出现了透明圈，说 明具有此两种酶活；a t 3 菌株只有在蛋白酶培养基上出现了透明圈而且直径 较小，在脂酶培养基上不出现透明圈，说明它只具有蛋白酶活性而不具有腊 酶活性。由透明圈的大小可以看出蛋白酶的活性a t l a t j ，分析认为脂酶 活性与其降解率可能存在一定的关系，降解能力高的菌株其酶活性较强，但 是酶活不能作为菌株具有降解能力的依据。 由a t l 、a t 3 菌株的脱氢酶活性、脂酶活性及蛋白酶活性试验可以看出 各酶活性与降解率的关系：a t ，菌株的降解率高，它的各种酶活性也较高， 而a t 3 菌株均较低。说明降解率与酶活性之间有一定的关系，但其中的相关 性有待进一步研究。 ( 三) 降解产物中氨氮含量的测定 1 、标准曲线的绘制 将铵标准液进行系列稀释后，与纳氏试剂反应生成的桔黄色溶液，在 4 2 0 n m 处比色，试验结果如图5 所示，计算回归方程为： a ：0 0 0 9 9 1 1 。b = 0 2 7 3 8 4 6 0 ，y ：0 2 7 3 8 x + 0 0 0 9 9 11 ，r = 0 9 9 9 1 。 0 d 4 2 0 0 6 0 5 0 4 03 0 2 0 1 o 圈5 氨氮标准曲线 f i g u r e5a m m o n i a n i t r o g e ns t a n d a r dc u f v e 2 、菌株培养液中氨氮含量的测定 将培养3 6 h 的菌体培养液，进行氨氮含量的测定 浓度( ug m l l ) 试验结果见表7 。 结果与分析 表7a t 一、a t 3 菌株培养液中氨氨含量的测定 t a b l e 7t h em e n s u r a t i o nr e s u l to fa m m o n i a - n i t r o g e ni na t i 、a t 3s t r a i n sc u l t u r e 氨氮( n h - n ) 以游离态( n h ，) 或铵盐( n h 。+ ) 形式存在于水中，本试验 通过测定菌株培养液中氨氮的含量，可知阿特拉津被微生物降解后氮素的去 处。由表可以看出，a t i 、a t 3 菌株降解阿特拉滓后，最终产物含有氨氮，说 明三氮苯环可被分解为无毒的氨氮，这与有关报道一致，避免了对环境的二 次污染。 ( 四) 菌株a t 、a t 。对芳烃的利用情况 芳烃及多环芳烃具有强致癌性，且较难被微生物降解利用，因此将阿特 拉津降解菌株点接于浓度分别为0 0 5 和o 0 2 5 的含二甲苯和苯酚作为唯 一碳源的选择性固体培养基表面，以不加二甲苯和苯酚的培养基作为对照， 嚣2 8 * 2 下培养5 d 后观察生长情况( 附图3 6 ) 。结果如表8 所示，两个菌 株均能以苯酚为唯一碳源进行生长，情况良好。而在二甲苯培养基上只有 a t i 菌株生长。由此可见，a t l 分解芳香性物质能力较强，其抗逆性也较强。 表8a t i 、a t 3 菌株在芳烃中的生长情况 t a b l e8t h eg r o w t ho fa t ia n da t 3s t r a i n si np h e n o lo rp h e n a n t h r e n ec u l t u r em e d i u m 四、菌株a t ，、a t 。的初步鉴定 对菌株a t l 和a t 3 的分类地位进行初步的鉴定，结果为：a t i 菌株为芽 孢杆菌属( b a c i l l u ss p ) ，而a t 3 菌株为假单胞菌属( p s e u d o m o n a ss p ) 。 沈m 农业大学顿上学位论文 ( 一) 供试菌株的培养特征 对两个菌株的培养特征进行观察，如图1 3 和1 4 。 a t l 菌株在午肉膏蛋白胨培养基上生长良好，菌落为圆形，不透明，白 色，边缘整齐，表面不凸起，中心褶皱，不粘稠。平板上的生长为圆形，在 培养液中生长时，整个培养液混浊一致，无气泡。 a t 3 菌株在牛肉膏蛋白胨培养基上生长良好，菌落为圆形、黄色、不透 明、边缘整齐，表明光滑、金属光泽，不凸起、不粘稠。平板上生长为圆形， 在培养液中生长时，整个培养液混浊一致，无气泡。 ( 二) a t ，、a t 。菌株的生理生化特征 a t i 、a l 菌株的形态、生理生化特征及生态条件的测定结果见表9 。 根据所有测定结果，参考东秀珠等( 2 0 0 1 ) 常见细菌系统鉴定手册 和中