趙雅平，張生棟,*，陳曉明，丁有錢，宋 游，張 燕

1.中國原子能科學研究院 放射化學研究所，北京 102413；2.西南科技大學 核廢物與環(huán)境安全重點實驗室，四川 綿陽 621010

鍶污染土壤中耐鍶菌株的篩選

趙雅平1，張生棟1,*，陳曉明2，丁有錢1，宋 游1，張 燕1

1.中國原子能科學研究院 放射化學研究所，北京 102413；2.西南科技大學 核廢物與環(huán)境安全重點實驗室，四川 綿陽 621010

通過固體培養(yǎng)基平板中鍶的梯度變化，從某鍶污染土壤中篩選出了26株細菌和20株放線菌。在含鍶的液體培養(yǎng)基中，按照細菌對鍶的吸附率和耐受性不同，對細菌和放線菌開展了進一步的篩選，并得到了四株對鍶有較好耐受性的細菌。四株菌在24 h內(nèi)的生長倍數(shù)超過30倍，對鍶的吸附率皆超過20%。它們的最佳生長條件為pH=6.0～7.5、溫度為20～40 ℃、鍶初始質(zhì)量濃度在0～2.0 g/L范圍內(nèi)。微生物的16S rDNA鑒定結(jié)果表明這四株菌皆為芽孢桿菌屬。

污染土壤；耐鍶性；細菌

自20世紀中葉以來，全球范圍內(nèi)多次的核試驗和核事故，使放射性核素不可避免地進入到了環(huán)境(大氣、水體和土壤)中。其中，核素90Sr半衰期長，在環(huán)境和生態(tài)中均有較大的遷移性，能夠快速通過土壤而進入地下水中。Sr的化學性質(zhì)與生命必需元素Ca相似，是典型的親骨性元素，進入人體后，超過99%的90Sr會滯留于骨骼和牙齒中，易引起三致(致畸、致癌、致突變)變化[1]。

通常，受到放射性污染的土壤，可以根據(jù)放射性核素濃度的強弱、環(huán)境化學特性、沉積特性以及放射性半衰期的長短等特點，采用不同的方法去除其中的放射性核素[2]。在低放射性污染土壤的治理中，包括植物修復[3-4]、微生物修復[1,5-6]及其聯(lián)合修復[7-8]的生物修復法越來越受到重視，尤其是微生物修復法是真正意義上的“綠色修復技術”。微生物修復土壤的機理主要是指微生物通過絡合、沉積、氧化、還原、甲基化和脫甲基化等作用吸收和轉(zhuǎn)化重金屬，一方面可以減緩或阻礙重金屬在土壤中的擴散和遷移，另一方面可以改變金屬毒性，從而形成對重金屬的解毒機制，以實現(xiàn)對污染土壤修復的目的。

放射性核素與微生物的相互作用研究已取得了一些重要進展[5,9-10]，但是尋找和篩選對目標放射性核素有抗性并具有較強吸收能力的微生物仍是一個十分重要的研究方向。已有研究表明，對核素90Sr有吸附作用的微生物包括細菌[11-12]、酵母[13-14]、真菌[15]和藻類[16]等。Ngwenya等[11]利用硫酸鹽還原菌(SRB) 提取核電站廢水中的Sr，結(jié)果表明，厚度0.2 μm的細胞膜可吸附大約65%的Sr2+。Khani等[17]研究了死菌體Aspergillus terreus對廢水中鍶離子的吸附，最大吸附容量可達406 mg/g。

本工作擬從某鍶加工廠附近的污染土壤中提取、分離和純化出若干株耐鍶細菌和放線菌，并通過進一步的篩選得到對鍶有較高耐受性和吸附性的細菌菌株，同時進行菌株的鑒定與特定條件下菌株的生長行為研究，為進一步開展耐鍶菌株對放射性90Sr的吸附研究提供支持。

1 實驗部分

1.1 試劑和儀器

土壤樣品，鍶污染土壤來自某地鍶加工廠附近0～15 cm深度的表層污染土壤，按照五點法取樣，之后將土壤樣品混合。培養(yǎng)基：(1) LB細菌培養(yǎng)基：蛋白胨10 g，酵母粉5 g，氯化鈉10 g，瓊脂粉 15～20 g，加水至1 000 mL，pH=7.0～7.2；(2) 高氏放線菌培養(yǎng)基: 可溶性淀粉20 g，KNO31.0 g， NaCl 0.5 g，K2HPO4·3H2O 0.5 g， MgSO4·7H2O 0.5 g， FeSO4·7H2O 0.01 g，瓊脂 20.0 g，加水至1 000 mL， pH=7.2～7.4。硝酸鍶，分析純，西隴化工股份有限公司。

ZWY-2102C型全溫度恒溫培養(yǎng)振蕩器，上海智城分析儀器制造有限公司；GHP-9270型隔水式恒溫培養(yǎng)箱，上海一恒科學儀器有限公司；LDZX-50KBS型立式壓力蒸汽滅菌器，上海申安醫(yī)療器械廠；AC-CS12型垂直流雙面操作潔凈工作臺，北京世安科林凈化技術有限公司；TGL-10C型高速臺式離心機，上海安亭科學儀器廠；DHG-9240A型電熱鼓風干燥箱，上海一恒科學儀器有限公司；能量色散X射線熒光光譜儀，25 mm2SDD探測器，中國原子能科學研究院；JEM-6360LV型掃描電鏡，日本日立公司JEOL公司。

1.2 實驗方法

1.2.1 土壤的理化性質(zhì)測定 實驗中稱取三份土壤樣品，烘干后用恒重法測量土壤中的含水率，之后將樣品放入馬弗爐灼燒，并計算有機相損失率。灼燒后的樣品研磨至粉末狀，用X-射線熒光法測其中的化合物含量。稱5 g土壤至25 mL蒸餾水中，150 r/min、振蕩30 min后測定其pH值。

1.2.2 土壤中微生物的分離、初篩和純化方法 稱取5.0 g土壤，加入到45 mL帶玻璃珠的滅菌蒸餾水中，并置于150 r/min、37 ℃的振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)4 h。稀釋土壤液為10-1、10-2和10-3三個梯度的土壤懸液[18]。分別涂布0.1 mL土壤懸液到細菌和放線菌的固體培養(yǎng)基平板上，平行樣3個。細菌和放線菌固體培養(yǎng)基中硝酸鍶的質(zhì)量濃度分別為0、0.1、0.2、0.5、1.0、2.0 g/L。待菌生長出來后，挑取單個的菌，反復進行三線式培養(yǎng)純化，直至獲得純培養(yǎng)菌株，分別接種于LB和高氏培養(yǎng)基斜面上，4 ℃冰箱保存。

1.2.3 耐鍶細菌菌株的復篩 將純培養(yǎng)的細菌菌株接種于50 mL的液體LB細菌培養(yǎng)基中，150 r/min和37 ℃條件下培養(yǎng)過夜，之后通過測定600 nm處的吸光度值(optical density 600, OD600)的辦法，配制出OD600值為0.8的種子液。配制種子液菌量為10%(體積分數(shù))、鍶質(zhì)量濃度為2.0 g/L的菌液100 mL，置于150 r/min、37 ℃的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24 h。實驗0時刻和24 h后分別取樣，用測光密度的方法測菌濃度。將菌液在8 000 r/min條件下離心5 min后取上清液，并稀釋25倍后用X射線熒光法分析其中的鍶濃度。

1.2.4 耐鍶放線菌菌株的復篩 將純培養(yǎng)的菌株接種于50 mL的放線菌培養(yǎng)基中，150 r/min和33 ℃條件下培養(yǎng)72 h。配制含0.03 g/L菌量、鍶質(zhì)量濃度為2.0 g/L的菌液100 mL，置于150 r/min、33 ℃的培養(yǎng)箱中培養(yǎng)96 h。實驗0時刻和96 h后分別取樣，菌液在75 ℃干燥箱中烘干至恒重，通過測菌干重的方法確定放線菌的生長量，鍶濃度的測量同1.2.3節(jié)。

1.2.5 耐鍶菌株生長曲線的測定 分別加OD600為0.8的種子液10 mL到四份90 mL 的LB空白培養(yǎng)基中，在37 ℃、150 r/min條件下培養(yǎng)。每隔一定的時間取出樣品4 mL測其中的菌濃度。實驗中的取樣時間分別為30 min、1、3、5、7、9、11、13、24、33.5、48、57、72、81、96、144 h。

1.2.6 不同pH條件下耐鍶菌株的生長實驗 將液體LB培養(yǎng)基分別配制pH為2、4、6、7和8的體系。實驗中配制菌液10%、鍶質(zhì)量濃度為2.0 g/L的樣品100 mL，在37 ℃、150 r/min條件下培養(yǎng)24 h。0時刻和24 h后，分別取樣分析其中的菌濃度，方法同1.2.3節(jié)。

1.2.7 不同溫度下耐鍶菌株的生長實驗 配制菌量為10%、鍶質(zhì)量濃度為2.0 g/L的樣品100 mL，分別在不同溫度條件下，即10、20、37、45 ℃，150 r/min的條件下進行24 h的菌株生長實驗。0時刻和24 h后，分別取樣分析其中的菌濃度，方法同1.2.3節(jié)。

1.2.8 不同初始鍶濃度下耐鍶菌株的生長實驗 配制菌量為10%，初始鍶質(zhì)量濃度分別為0、2.0、4.0、6.0、8.0、10.0 g/L 的菌液100 mL，在37 ℃，150 r/min條件下培養(yǎng)24 h。0時刻和24 h后，分別取樣分析其中的菌濃度，方法同1.2.3節(jié)。

1.2.9 菌株的鑒定和系統(tǒng)發(fā)育樹的構建 將試管斜面上培養(yǎng)的菌株委托上海生工生物工程技術服務有限公司進行核酸序列的測定，將所測得的16S rDNA序列與GenBank數(shù)據(jù)庫中的已知菌株的16S rDNA序列進行搜索，選取同源性較高的典型菌株的16S rDNA序列作為參比對象，再用CLUSTALX軟件進行多序列比對并計算供試菌株與參與菌株之間的序列相似性，通過MEG4.0軟件構建供試菌與參比菌之間的系統(tǒng)發(fā)育樹。

1.2.10 掃描電鏡樣品的制備與測量 將菌體放入3%(體積分數(shù))的戊二醛固定液中，室溫固定24 h；用磷酸緩沖液漂洗樣品3～4次，之后用1%的鋨酸溶液固定2 h；再用磷酸緩沖液、不同體積分數(shù)梯度的乙醇溶液(30%、50%、70%、80%、90%、100%)對樣品進行脫水處理；脫水后的樣品放入醋酸異戊酯中；最后樣品經(jīng)臨界點法干燥；噴金鍍膜后，即可觀察。

2 結(jié)果和討論

2.1 土壤的理化性質(zhì)

土壤類型為紫色土壤。稱重法分析表明，土壤含水率為11.2%，有機相和易揮發(fā)成分含量為7.5%，土壤酸度為pH=6.4，為偏酸性土壤。用X射線熒光法分析土壤中的主要化合物成分列入表1。由表1可知，每克土壤中元素鍶的含量為6.2 mg，這比天然土壤中鍶的平均含量0.3 mg/g要高了約20倍。

表1 土壤中的主要成份和含量

Table 1 Main composition and content in the soil

化合物w/%化合物w/%SiO266.54Al2O315.27Fe2O311.44K2O3.26TiO21.52CaO0.69SrO0.60MgO0.25SO30.11BaO0.11

土壤的pH值、水分、空氣、溫度、團聚體、礦質(zhì)元素和有機質(zhì)等因素都會影響土壤中菌種的活性和穩(wěn)定性。其中pH 值和有機質(zhì)是比較關鍵的兩個因素，前者影響微生物活性，后者是微生物的營養(yǎng)源，同時土壤pH 值又會對有機質(zhì)有影響進而干擾土壤微生物的活性。一般來說，pH值在中性范圍內(nèi)時土壤微生物活性最強，在強酸性或強堿性范圍內(nèi)其活性受到限制[19]。本工作中的土壤為弱酸性土壤，其中鍶含量較高，說明其中生長的微生物都是耐弱酸并對鍶元素有一定耐受性的菌種。

2.2 菌株的分離和純化

將土壤懸液涂布在含鍶的平板上，細菌生長4 d、放線菌生長14 d后，觀察平板上菌株的生長情況。結(jié)果表明，隨著固體培養(yǎng)基中鍶濃度的增加，菌落變得干燥，面積或體積減小的趨勢很明顯，說明由于培養(yǎng)基中鍶含量的增加，抑制了細菌或放線菌的生長；同時也提供了其它耐鍶菌株生長的空間，因此有些種類的菌株開始在含較高鍶濃度的平板上出現(xiàn)。選取在鍶質(zhì)量濃度0.5 g/L以后出現(xiàn)在平板上的菌作為耐鍶的優(yōu)勢菌進行三線式培養(yǎng)，經(jīng)過反復純化，最終得到細菌26株、放線菌20株。

細菌的特點是表面光滑、濕潤，菌液呈粘狀，顏色以乳黃、乳白或半透明為主，形狀是圓形或不規(guī)則形狀，多以扁平為主，少部分是凸起或山包狀。放線菌表面干燥，呈粉末狀居多，也有茸毛狀，菌落上多有射線狀紋路，或周邊有齒狀，形狀有圓形或不規(guī)則形狀，有凸起，立體感強，顏色有白色、乳黃、亮黃、黑色、綠色等多種顏色。

2.3 土壤菌株的耐鍶性篩選

2.3.1 細菌的復篩 實驗中，將培養(yǎng)24 h的菌液取樣分析，以得到過程中菌的濃度生長情況和對鍶的吸附效果。26株細菌在24 h前后菌濃度的生長變化和對鍶的吸附率結(jié)果示于圖1、2。圖1顯示26株細菌在2.0 g/L的鍶溶液中培養(yǎng)24 h后，菌濃度的增長倍數(shù)超過30倍的有6種：L4、L6、L10、L14、L16和L18。圖2表明，在以上的6種菌中對鍶的吸附率相對較高的菌為L4、 L10、L14和L18，吸附率分別為26.0%、24.0%、24.1%和17.7%。

ρ0(Sr)=2.0 g/L圖1 細菌生長24 h后菌濃度的增長倍數(shù)Fig.1 Magnification of bacteria concentrations in 24 h

圖2 細菌生長24 h后對鍶的吸附率Fig.2 Adsorption rate of Sr with the growth of bacteria in 24 h

2.3.2 放線菌的復篩 放線菌是在34 ℃的振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)96 h，作為一個生長周期。培養(yǎng)前后菌濃度生長倍數(shù)和對鍶的吸附率的結(jié)果示于圖3、4。由圖3、4可知，在20種放線菌中，菌濃度增長倍數(shù)最大的菌是G12，增長了28倍；對鍶吸附率最大的菌是G3，吸附率為12%。

圖3 放線菌生長96 h后菌的增長倍數(shù)Fig.3 Magnification of actinomyces concentrations in 96 h

圖4 放線菌生長96 h后對鍶的吸附率Fig.4 Adsorption rate of Sr with the growth of actinomyces in 96 h

從以上對細菌和放線菌的篩選結(jié)果來看，細菌相對于放線菌有較好的生長速率和對鍶更高的吸附率。尤其菌株L4、 L10、L14和L18在2.0 g/L的鍶溶液中，生長勢態(tài)良好，對鍶既有較高的耐受性也有較大的吸附率。因此，最終選擇菌株L4、L10、L14和L18為有較好鍶耐受性的菌株。

2.4 菌株的生長曲線

在150 h內(nèi)分別跟蹤了菌株L4、L10、L14和L18的生長情況，結(jié)果示于圖5。由圖5可知：在細菌生長的前12 h，是指數(shù)增長期，之后生長速率放慢；在生長的33 h附近，體系中菌濃度達到最大，之后菌的生長到達平臺期或消亡期。四株菌株中，L14 繁殖速率快，菌的生命周期也較長；L4和L10的生長速率雖然不同，但它們的生長過程很近似，幾乎同步時間到了菌濃度最大處，之后菌濃度逐漸減少；L18最先到達生長濃度最大值，凋亡速率也是明顯快于其它幾株菌。

▲——L4，*——L10， ■——L14，●——L18圖5 菌株L4、L10、L14和L18的生長曲線圖Fig.5 Magnification of bacteria concentration of L4, L10, L14 and L18 strains

2.5 不同pH條件下耐鍶菌株的生長

不同初始pH條件下，各個菌株在含鍶的培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h后，菌濃度的生長倍數(shù)示于圖6。由圖6可知：在pH=2.0和pH=4.0的初始酸度條件下，菌株幾乎不生長；在pH=6.0和pH=8.0的初始條件下，菌的生長受到抑制；在pH為6.0～7.5范圍內(nèi)為菌的最佳生長條件。

■——L4，●——L10，▲——L14，*——L18圖6 在不同初始pH值時細菌培養(yǎng)24 h后的生長倍數(shù)Fig.6 Magnification of bacteria concentration after 24 h in different initial pH values

不同的微生物都有自己最合適的生長酸范圍。微生物生長的pH環(huán)境會影響培養(yǎng)基中營養(yǎng)物質(zhì)的離子化程度，進而影響營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，從而導致菌種的生長活性。在生物吸附過程中，pH會影響微生物膜表面電荷的性質(zhì)及膜的通透性，影響生物官能團的活性和金屬離子間的競爭，是影響生物吸附的最重要條件。

2.6 不同溫度下耐鍶菌株的生長

■——L4，●——L10，▲——L14，*——L18圖7 不同溫度下細菌培養(yǎng)24 h后的生長倍數(shù)Fig.7 Magnification of bacteria concentration after 24 h at different temperatures

不同實驗溫度下，各個菌株在含鍶的培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h后，菌濃度的生長倍數(shù)示于圖7。由圖7可知，這四株菌在小于20 ℃和高于40 ℃的生長環(huán)境里，生長速率嚴重受阻，以至于在10 ℃和45 ℃的環(huán)境里會快速死亡，說明這四株菌都不耐低溫和高溫。

溫度是影響微生物生長的最重要因素之一。通常，溫度變化會影響酶促反應速率，即影響酶活性。同時溫度影響細胞膜的流動性，溫度高流動性大，有利于物質(zhì)的運輸；溫度低，不利于物質(zhì)運輸，因此溫度的變化會影響營養(yǎng)物質(zhì)的吸收與代謝產(chǎn)物的分泌。這些都是最終影響細胞的合成和繁殖的重要因素。在微生物中，有一類是嗜冷或嗜熱微生物，這與它們體內(nèi)存在耐冷或耐熱的酶、核酸或脂肪含量等有關。

2.7 不同初始鍶濃度下耐鍶菌株的生長

培養(yǎng)基體系中初始鍶濃度不同時，24 h后各菌株菌濃度的變化示于圖8。由圖8可知，當體系中鍶的初始質(zhì)量濃度為2.0 g/L時，對菌生長的抑制作用很??；隨著初始鍶濃度的增加，抑制效應越來越明顯；尤其當初始鍶質(zhì)量濃度大于8 g/L時，各個菌都停止生長。通過趨勢的變化可以發(fā)現(xiàn)，雖然菌株L14和L18在低濃度鍶(<2.0 g/L)時生長的很旺盛,但當鍶濃度增大，兩種菌株的生長則很快停滯；相比來說，菌株L4對大濃度鍶則更有耐受性。

2.8 耐鍶菌株的16S rDNA 全序列測定及系統(tǒng)發(fā)育樹分析

16S rDNA普遍存在于原核生物細胞之中，為蛋白質(zhì)合成的必要場所，其生理功能重要而恒定。細菌的16S rRNA結(jié)構的保守性能夠反映生物物種的親緣關系，為系統(tǒng)發(fā)育重建提供線索，16S rDNA可以通過PCR法擴增獲得，從而得到菌株DNA序列的堿基對譜圖。

將得到的菌株L4、L10、L14和L18的DNA序列與GenBank數(shù)據(jù)庫中的BLASTN核酸序列查詢庫中的序列比較，結(jié)果顯示，這四株菌的16S rDNA與芽孢桿菌屬菌株的16S rDNA的序列高度同源。用CLUSTAL X選取同源性較高的典型菌株的序列進行相似性分析，最后得到了4株菌的生長發(fā)育樹結(jié)構示于圖9。由圖9可知，菌株L4、L14 與L18在同一支，它們的同源性更為緊密一些。菌株L4 與蠟狀芽孢桿菌亞種NR 121761、蘇云金芽孢桿菌NR 043403的進化距離最為接近，同源性可達99%。菌株L10與沙芬西芽孢桿菌KM 817280、短小芽孢桿菌KC692169的進化同源性也達到99%。

(a)——L4，(b)——L10，(c)——L14，(d)——L18圖8 不同初始鍶濃度下各個菌株的生長情況Fig.8 Magnification of bacteria concentration in different initial concentration of Sr

圖9 菌株L4、L10、L14和L18的16S rDNA系統(tǒng)發(fā)育樹狀圖Fig.9 Phylogenetic tree based on 16S rDNA sequence of bacteria strain L4, L10, L14 and L18

2.9 菌株的形貌觀察

菌株L4、L10、L14和L18的掃描電鏡結(jié)果示于圖10。由圖10可知，菌株L4、L10和L18是柱狀形貌，并且菌生長到一定程度會自行分裂為若干短柱狀菌體，因此長度為1～10 μm不等；菌株L14也是由長菌體逐級分裂成的，但菌體形貌更為圓潤，為橢圓形，長度上也較短。

3 結(jié) 論

(1) 從鍶污染土壤中分離、純化及篩選出了四株有較高耐鍶性及對鍶吸附率較好的菌株：L4、L10、L14、L18。

(2) 四個耐鍶菌株在純的培養(yǎng)基體系中的指數(shù)生長期為0.5 d，最大菌濃度出現(xiàn)在1.5 d。在含鍶體系中，四個菌株的最佳生長條件為pH=6.0～7.5、溫度為20～40 ℃、鍶初始質(zhì)量濃度在0～2.0 g/L。

(3) 四株菌的16S rDNA的全序列測序及系統(tǒng)發(fā)育樹分析結(jié)果表明，它們都屬于芽孢桿菌屬，形貌觀察結(jié)果表明它們都是柱狀菌。

[1] 孫賽玉，周青.土壤放射性污染的生態(tài)效應及生物修復[J].中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學報，2008，16(2)：523-528.

[2] 喻名德，楊春才.核試驗場及其治理[M].北京：國防工業(yè)出版社，2007.

[3] 袁世斌.生物技術在放射性污染土壤修復中的研究進展[J].生物技術通訊，2008(Suppl)：121-125.

[4] 田軍華，曾敏，楊勇，等.放射性核素污染土壤的植物修復[J].四川環(huán)境，2007，26(5)：93-96.

[5] 王建龍，陳燦.微生物還原放射性核素研究進展[J].核技術，2006，29(4)：286-290.

[6] 王建龍.微生物與銫的相互作用及其在放射性核素污染環(huán)境修復中的應用潛力[J].核技術，2003，26(12)：949-955.

[7] Entry J A，Watrud L S, Reeves M. Accumulation of137Cs and90Sr from contaminated soil by three grass species inoculated with mycorrhizal fungi[J]. Environ Pollut, 1999, 104(3): 449-459.

(a)——L4，(b)——L10，(c)——L14，(d)——L18圖10 菌株的掃描電鏡圖(×10 000)Fig.10 SEM of four bacteria(×10 000)

[8] 袁世斌，周婷.硫桿菌對污染土壤中鍶-90 溶出的影響[J].濕法冶金，2010，29(3)：203-205.

[9] Mohapatra B R, Dinardo O, Gould W D, et al. Biochemical and genomic facets on the dissimilatory reduction of radionuclides by microorganisms: a review[J]. Miner Eng, 2010, 23: 591-599.

[10]Das N. Remediation of radionuclide pollutants through biosorption: an overview[J]. Clean-Soil, Air, Water, 2012, 40(1): 16-23.

[11]Ngwenya N, Chirwa E M N. Biological removal of cationic fission products from nuclear wastewater[J]. Water Sci Technol, 2011, 63(1): 124-128.

[12]代群威.輻照條件下模擬放射性核素Sr2+的微生物吸附研究[D].綿陽：中國工程物理研究院，2011.

[13]張偉.微生物對核素鍶離子吸附行為研究[D].綿陽：西南科技大學，2007.

[14]Avery S V, Tobin J M. Mechanisms of strontium uptake by laboratory and brewing strains of saccharomyces cerevisiae[J]. Appl Environ Microb, 1992, 58(12): 3883-3889.

[15]Parekh N R, Poskitt J M, Dodd B A, et al. Sanchez, soil microorganisms determine the sorption of radionuclides within organic soil systems[J]. J Environ Radioact, 2008, 99(5): 841-847.

[16]李梅，徐瑾，劉志禮，等.鍶誘導的氧化脅迫對叉鞭金藻(Dicrateria inornata)的影響[J].海洋與湖沼，2004，35(5)：467-472.

[17]Khani M H, Pahlavanzadeh H, Alizadeh K. Biosorption of strontium from aqueous solution by fungus Aspergillus terreus[J]. Environ Sci Pollut Res, 2012, 19: 2408-2418.

[18]沈萍，范秀榮，李廣斌.微生物學實驗[M].北京：高等教育出版社，2001.

[19]黃瑞農(nóng)編著.環(huán)境土壤學[M].北京：高等教育出版社，1994.

Screening of Microorganism From Contaminated Soil

ZHAO Ya-ping1, ZHANG Sheng-dong1,*, CHEN Xiao-ming2,DING You-qian1, SONG You1, ZHANG Yan1

1.China Institute of Atomic Energy, P. O. Box 275(26), Beijing 102413, China；2.Nuclear Wastes and Environmental Safety Laboratory,Southwest University of Science and Technology, Mianyang 621010, China

Through the method of changing Sr concentration in solid medium gradually, 26 strains bacteria and 20 strains actinomyces were isolated from the strontium contaminated soil. Four strains of strontium-resistance bacteria have been selected by the further studies in liquid culture. Magnifications of four bacteria concentration are all more than 30 times and adsorption rates of Sr are more than 20%. The study results show that the bacteria’s optimum growth condition are pH=6.0-7.5,θ=20-40 ℃,ρ0(Sr)=0-2.0 g/L. Identification results show that the microorganism are all subject to Bacillus according to analysis results of 16S rDNA.

contaminated soil; strontium-resistance; bacteria

2015-04-16；

2015-05-13

趙雅平(1977—)，女，甘肅蘭州人，博士，副研究員，核燃料循環(huán)與材料專業(yè)

*通信聯(lián)系人：張生棟(1966—)，男，甘肅景泰人，研究員，核燃料循環(huán)與材料專業(yè)，E-mail: zhangsd@ciae.ac.cn

X591

A

0253-9950(2016)06-0371-07

10.7538/hhx.2016.YX.2015031