范文一:光合细菌对土壤中Cd形态分布的影响
光合细菌对土壤中Cd形态分布的影响 第40卷第3期
2011年3月
Vo1.40NO.3
Mar.2Ol1
光合细菌对土壤中Cd形态分布的影响
肖根林,白红娟,贾万利
(【fJ北大学化工与环境学院,山西太原030051)
摘要:研究_lr光合细菌球形红细菌fRhodobactersphaeroides)住不同理化因素下对土壤巾重金属镉形态
分布的影响.结果表明,该菌株影响土壤【f1cd形态分布的最佳条件为:pH7,温度35c【二及加菌量106个/g
土.在最佳条件下,光合细菌能最大降低生物可利用性的Cd形态含量和最大提高生物不可利用性的cd形
态含量.【夭I此,光合细菌能明显改变土壤中重金属Cd的各种形态的含量,提高农作物的品质,为光台细菌修
复重金属土壤污染的推广应用提供实验依据.
关键词:光合细菌;土壤;镉;形态分布
中图分类号:x53文献标识码:A文章编号:1671-9905(2011)03.O043—03 随着社会的发展.人们对生活质量的要求越
来越高.重金属对环境以及人类的污染也被逐渐
重视起来.由于重金属污染所导致的疾病,威胁
到人类的健康,所以.重金属成为当前环境科学
研究中的重点.重金属不仅引起土壤环境污染,
而且以各种化学状态或化学形态存在,在进入环
境或生态系统后会存留,积累和迁移,直接或间
接地危害人类和整个生态环境的健康.也就是说
土壤重金属污染影响整个人类生存环境的质量1]. 国内外学者研究了土壤重金属的迁移与转 化,并采用化学方法来降低土壤中重金属形态和 含量.邱莉萍等[2]的研究结果表明,化学修复剂 EDTA能够与Cd,Cu,Zn,Ni等许多重金属发生络 合作用,从而减少重金属在土壤溶液中的含量; EDTA对Zn污染和轻度Cu污染土壤有较好的改 良作用.而对Cd污染和重度Cu污染的土壤改良 效果差.王梦亮等研究了光合细菌能改善土壤 的结构和营养状况,增加农作物的产量.光合细 菌是一种能在厌氧光照或好氧黑暗条件下利用 有机物作供氧体兼碳源,进行不放氧光合作用的 细菌.具有提高植物光合作用,提高土壤肥力等 特性.目前,对光合细菌影响土壤重金属的形态 及其在土壤中的分布的研究尚少见报道.因此. 研究土壤环境中重金属污染形态转化,对土壤环 境质量的提高以及保障农产品安全等方面有着 重大的现实意义.
1辅与方法
1.1实验材料
菌种:光合细菌H菌株系紫色非硫菌群红细 菌属的球形红细菌(Rhodobactersphaeroides),由 本院光合细菌研究室分离鉴定保藏.
培养基:基础培养基采用光合细菌液体培养 基[.
1.2土壤样品的采集,样品处理
土样取自山西省太原市土堂村庄稼地,l0, 20em深,取回实验室后过筛,配制成土壤中含有 不同浓度的溴化镉,乙酸铅,放置30d进行土壤
平衡,备用.
1.3试验方法与条件
在上述的土壤所设定的Cd单一污染浓度分 别为10mg.kg-I,20mg'kg-L,40mg'kg-.,100mg'kg-'.
在上述的设定浓度中,设置不同的培养条件,见 表1
表1光合细菌修复土壤样品实验条件的设计 按照表l的实验条件设计,并且每组设置不 加菌为对照组.采用Tessier连续提取法加以改 作者简介:肖根林,男,汉族,江萍乡市,中北大学在凄硕士,研究方:资源化利用与清
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收稿日期:2010—12一o1
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化工技术与开发第40卷
进]分离出5种状态(可交换态,碳酸盐结合态, 铁锰氧化物结合态,有机结合态,残渣态). 1.4测定方法及数据处理
本实验选取光合细菌为微生物材料.在不同
温度,pH值和菌浓度等条件下培养土样,通过连 续提取法分离土壤中不同形态Cd.采用火焰原子 吸光分光光度计测定Cd浓度.研究光合细菌对 土壤中Cd形态分布的影响.土壤样品用HNO一 HCI—HCIO4消解,火焰原子吸收分光光度法测定 消解液中Cd的浓度.试验数据用OriginPro8.1
进行处理分析.
2结果与分析
2.1不同pH值土壤样品中镉各种形态的含量 在图1中B表示可交换态加菌.C表示可交 换态对照;D表示碳酸盐结合态加菌,E表示碳酸 盐结合态对照:F表示铁锰氧化物结合态加菌.G 表示铁锰氧化物结合态对照:H表示有机质结合 态加菌.I表示有机质结合态对照:J表示残渣态 加菌,K表示残渣态对照.由图l可以看出.在pH 为5,6,7和8时,重金属Cd的可交换态,加入光 合细菌的土样比对照所测出的Cd的浓度低.分 别降低了2.21%,1.94%,4.59%和4.09%.因此. 光合细菌能明显降低土壤中的交换态Cd.并且. 最佳降低Cd交换态的浓度的条件是pH值为7. 重金属Cd的碳酸盐结合态.加入光合细菌的土 样所测出的Cd的浓度都小于对照.说明光合细 菌能降低土壤样品中碳酸盐结合态的Cd.当pH 为5,6,7和8时,分别降低了1.64%,3.53%,
3.0o%和0.9%.尤其是能明显降低pH7土壤中的碳酸盐结合态Cd.重金属Cd的铁锰氧化物结 合态.加光合细菌的土样所测出的Cd的浓度都 l2
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5678
pH值
图1不同pH值对土壤中镉各种形态分布的影响 FiEffectsonthedistributionofsoilcadmiumatdifferentpH
大于对照;当pH为5,6,7和8时,分别升高 0.46%.1.3l.3.65%和3.O9%.因此.光合细菌 在pH为7时能明显提高土壤巾铁锰氧化物结合 态的Cd.重金属Cd有机质结合态,加菌与对照相 比.分别升高了O.22%,0.12%和0.74%,而pH为 7时降低了0.3l.因此,光合细菌能提高土壤中 的有机质结合态Cd.重金属Pb的残渣态,加光合 细菌的土样所测出的Cd的浓度都大于对照;当 pH为5,6,7和8时.分别升高了2.55%,3.76%,
4.56%和1-39.因此,光合细菌在pH为7时能 最明显升高土壤中残渣态的Cd.
在不同的pH值的土壤环境中加菌后.重金 属生物可利用性明显降低.当pH值为7时,最能 降低生物可利用性的镉.
2.2不同温度时土壤样品中镉各种形态的含量 在图2中B表示可交换态加菌,C表示可交 换态对照;D表示碳酸盐结合态加菌,E表示碳酸 盐结合态对照;F表示铁锰氧化物结合态加菌,G 表示铁锰氧化物结合态对照;H表示有机质结合 态加菌.I表示有机质结合态对照;J表示残渣态
加菌.K表示残渣态对照.由图2可以看出.在温 度不同时光合细菌对可交换态重金属Cd的影 响,当温度为20C时加菌比对照降低3.12%,25? 时降低了1.04%.30?时降低4.09%.35?时降低 了5.52%,加入光合细菌重金属有变小的趋势. 所以.当温度为35?为光合细菌降低交换态的 Cd.对碳酸盐结合态重金属Cd的影响.在温度为 20?时加菌比对照降低了2.29%.25?时降低了 3.55%,30?时降低2.39%,35?时降低了1.05%, 而此时.当温度为25?时光合细菌对碳酸盐结合 态Cd的浓度影响最大.对铁锰氧化物结合态重 20253O35
温度/?
图2不同温度值对土壤中镉各种形态分布的影响 Fig.2Effectsonthedistributionofsoilcadmiumat
differenttemperature O5O
卜3g\矮f'u
第3期肖根林等:光合细菌对土壤中Cd形态分布的影响45
金属Cd的影响,温度为20oC时加菌比对照升高 O.64%,当温度为25cC时降低了0.87%.当温度为 30?时升高2.75%,而35?时降低了0.19%.冈 此,当温度为30?时为光合细菌对铁锰氧化物的 Cd的最适合温度.对有机质结合态重金属Cd的 影响,2O?时加菌比对照升高了0.43%,25?时升 高了0-38%.3OcC时升高了0.18%,35?时升高了 4.74%,当温度为35?时为光合细菌对有机质结 合态的Cd的最适合温度.对残渣态重金属Cd的 影响.温度为20?时加菌比对照升高了4.74%.
25?时升高了5.07.30?时升高了3.83%.35? 时升高了2.68.温度25?是光合细菌对有机质 结合态的Cd的最适合温度.
在不同温度的土壤环境中温度在30,35?之 间加菌后的生物可利用性明显降低.土壤环境中 加菌后的土壤在30,35cc之间的重金属迁移能力 比不加菌的低.当改变温度时,温度为35c【=时最 佳,最能降低生物可利用性的重金属Cd,最能提 高生物不可利用性的重金属Cd.
2.3不同加菌量土壤样品中镉各种形态的含量 在图3中.B表示可交换态,C表示碳酸盐结 合态,D表示铁锰氧化物结合态,E表示有机质结 合态,F表示残渣态.由图3可以清晰地看出随着 菌浓度的提高.光合细菌对重金属的影响最大. 也间接说明了光合细菌是有转移重金属的能力. 10lo'10
光合细菌加菌量/个/.
g?soil
图3不I司加西量对土壤中镉各种形态分布的影响 Fig.3Effectsonthedistributionofsoilcadmiumin
differentconcentrationofPSB
由图3可以看出.在不同的菌浓度的土壤环 境中,加菌的土样的生物可利用性明显降低(与 对照组相比),浓度为106个/g土的时候生物可 利用性最低
从以上3个条件分析.总体趋势是加了光合 细菌的土样比不加光合细菌的土样所测出的可 交换态的重金属Cd和碳酸盐结合态的重金属Cd 含量有所减少.铁锰氧化物结合态.有机质结合
态,残渣态,加菌相对对照有所增加.前边减少的 比例几乎与后变增加的比例相同.说明光合细菌 影响了重金属的迁移能力.光合细菌影响土壤中 重金属的最适的条件是,本实验是菌浓度为lO6 个/g土,温度35oC,pH为7时,在这个条件下光 合细菌影响重金属Cd最大.
4结论
在不同pH值,温度,菌浓度条件下.光合细 菌都能不同程度影响土壤中重金属镉的5种形 态分布.
(1)当pH为5,6,7和8时,加入光合细菌
后,能降低可交换态,碳酸盐结合态的Cd,提高铁 锰氧化物结合态,有机结合态,残渣态的Cd,因 此,Cd的生物可利用性明显降低.分别降低了 3.85%,5.46%,7.59%和5.00%.
(2)当温度为20?,25?,30?和35?时,重金 属镉在温度为35c【=时,光合细菌最能降低生物可 利用性的重金属Cd.最能提高生物不可利用性的 重金属Cd.
(3)当菌浓度不同时,随着菌种浓度越高影响 重金属形态分布越大,并在菌浓度106个/g土 时,影响最大.
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(下转第25页)
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ResearchforShellCoalGasificationTechnology LIUBing,BAShu—li
(1.SchoolofChemicalandEnergyEngineering,ZhengzhouUniversity,Zhengzhou450001
,
China:
2.DepartmentofEnergyEngineering,TechnologyInstituteofChongqingEnergy
,
Chongqing400040,China)
Abstract:Withthedevelopmentofeconomic,energywasveryimportantinsocietyforstrateg
icposition.Coal
gasificationtechnologywasveryimportantfortheentireworld.Inintroducingtheenergystru
cturte.thecommon
coalgasificationtechnologieswereanalyzed.Theprocessprinciple,technicalfeature,statusforShellcoalgasi—
ficationstove,wasmainlyintroduced.Throughanalyzedtheshellcoalgasificationtechnology.theapplication
prospectsofshellcoalgasificationtechnologyinChinawasdiscussed.
Keywords:coalgasification:Shell:technicalfeatures
p?p,
(上接第45页)
p
EffectsonDistributionofSoilCadmiumUsingPhOt0svntheticBacteria
X/A0Gen—Lin,BAIHong-Juan,JIAWan—Li
(CollegeofChemical&EnvironmentEngineering,NorthUniversityofChina,Taiyuan030051,China)
Abstract:TheinfluencesofthedistributionofsoilcadmiumindifferentsoilphysicalandchemicalfactorsUS-
ingthephotosyntheticbacteria(Rhodobactersphaeroides)wereanalyzedinthisstudy.Theresultsshowedthat
theoptimumconditionsforinfluencingthedistributionofsoilcadmiumwerepH7.0.temperatureat357Cand
theamountbacteriaof106/gsoil.Undertheoptimalconditions.photosyntheticbacteriac0uldreducethecon—
tentofbioavailabilityofcadmiumlargelyandincreasedthecontentofbiologicalnon—
useofcadmiumgreatly.
Therefore,photosyntheticbacteriacouldobviouslychangethecontentofvariousformsofsoilcadmium.could
improvethequalityofcrops.Theresuhcouldprovidetheexperimentalbasisforpopularizingandapplyingthe
remediationtechnologyofheavymetalspollutedsoilsusingthephotosyntheticbacteria. Keywords:photosyntheticbacteria;soil:cadmium:distribution
(上接第51页)
CurrentSituationandProspectofDyeingWastewaterTreatmentwithNew
MembraneBiologicalTechnology
LIHn0一尼i,TIANXioo.ting,SONGFeng-min
(InstituteofChemicalandEnvironmentalScience,ShaanxiUniversityofTechnology,Hanzhong723001.China)
Abstract:Membranebiologicalwastewatertreatmentmethodwasakindofmethodwhichappliedmembrane
separationtechnologytotreatwastewater.Variousnewmembranebioreactortechnologyinprintinganddyeing
wastewatertreatmentwassystematicallyjntroduced.theircharacteristicsandadvantageswasanalyzed.Accord—
ingtothecurrentresearchstatusofprintinganddyeingwastewater,thedevelopmentwasprospected.
Keywords:printinganddyeingwastewater;newmembranebioreactor
范文二:土壤中细菌总数的测定
土壤中细菌总数的测定
摘要:土壤微生物是指生活在土壤中的细菌、真菌、放线菌、藻类的总称。其个体微小,一般以微米或毫微米来计算,通常1克土壤中有106~109个,其种类和数量随成土环境及其土层深度的不同而变化。它们在土壤中进行氧化、硝化、氨化、固氮、硫化等过程,促进土壤有机质的分解和养分的转化。
关键词:土壤 细菌 培养 灭菌 革兰氏染色
前言:土壤微生物可以形成土壤结构,土壤并不是单纯的土壤颗粒和化肥的简单结合,作为土壤的活跃组成分, 土壤微生物在自己的生活过程中,通过代谢活动的氧气和二氧化碳的交换,以及分泌的有机酸等有助于土壤粒子形成大的团粒结构,最终形成真正意义上的土壤。土壤微生物的区系组成、生物量及其生命活动对土壤的形成和发育有密切关系。在植物根系周围生活的土壤微生物还可以调节植物生长,植物共生的微生物如根瘤菌、菌根和真菌等能为植物直接提供氮素、磷素和其他矿质元素的营养以及有机酸、氨基酸、维生素、生长素等各种有机营养,促进植物的生长。土壤微生物与植物根部营养有密切关系。所以,测定土壤中微生物的总数对农业活动及人类生活有重大意义。
一.实验目的:
1.掌握从环境土壤微生物群体中获得纯种微生物的分离和培养技术。
2.掌握无菌操作技术。 3.掌握革兰氏染色技术。
二.实验原理:土壤中细菌总数的测定采用平板培养菌落计数法,土壤细菌的培养基通常选择肉膏蛋白胨培养基。细菌在恒温箱培养24小时后长成菌落,进行计数。并对菌落菌种进行鉴定和革兰氏染色。 三.实验材料及器具:
土样,肉膏蛋白胨培养基,天平,移液管(6支),锥形瓶(2个),试管(10支),量筒,培养皿(6个),烧杯,高压蒸汽灭菌锅,蒸馏水等 四.实验步骤:
1.取样:从肥沃,湿润的土壤中取样,先铲去表层3cm左右,在取样,装入事先灭菌的烧杯中。
2.培养基的配制:
①称量及溶化:分别称取蛋白胨和Nacl的所需量置于烧杯中,加入所需水
量的三分之二左右的蒸馏水。用玻璃棒挑取牛肉膏置于另一烧杯中进行称量,然后加入少量蒸馏水溶化,倒入第一个烧杯中。
②调节pH:用1mol/L的Hcl调节至7.2左右。 ③定容:将溶液倒入量筒中进行补充水量到所需体积。
④加入所需的琼脂到锥形瓶中。
⑤用报纸将锥形瓶包扎好放入高压蒸汽灭菌锅(0.1MPa,120℃) 进行灭菌20min
3.将已经准备好的玻璃仪器进行洗涤,洗涤干净后进行干燥,干燥完成后将玻璃仪器用报纸包扎好放入高压蒸汽灭菌锅进行灭菌,灭菌后取出干燥。 4. 制备土壤稀释液
取9.0ml无菌水试管6支,按10-2??10-7顺序编号,放置试管架上。取无菌移液管一支,从移液管包装纸套中间撕口,将包装纸套分成上、下两段,去除上段包装纸套,在移液管上端管口装橡皮头,取出下段移液管纸套放置桌面,以右手拇指、食指、中指拿住移液管上端的橡皮头,将吸液端口及移液管外部表面迅速通过火焰2~3次,杀灭撕纸套时可能污染的杂菌,切忌用手指去触摸移液管吸液端口及外部。左手持锥形瓶底,以右手掌及小指、无名指夹住锥形瓶上棉塞,在火焰旁拔出棉塞(棉塞夹在手上,不能乱放在桌上),将1ml移液管的吸液端伸进振荡混匀的锥形瓶中土壤悬液底部,用手指轻按橡皮头,在锥形瓶内反复吹吸三次(吹吸时注意第二次液面要高于第一次吹吸的液面),然后准确吸取1ml10-2土壤稀释液,右手将棉塞插回锥形瓶上,左手放下锥形瓶,换持一支盛有9.0ml无菌水试管,依前法在火焰旁拔除试管帽(或棉塞),将1ml10-2土壤稀释液注入9.0ml无菌水试管内,制成10-3的土壤稀释液,将此移液管在试管内反复吹吸三次,然后取出移液管,并将其通过火焰再插入原来包装移液管的下段纸套内,以备再用。盖上试管帽,右手持10-3稀释液试管在左手上敲打20~30次,混匀土壤稀释液。再从纸套中取出原来的移液管,插入稀释液已混匀的试管内,再吹吸三次,然后准确吸出1ml10-3稀释液,置第二支装有9.0ml无菌水试管中,制成10-4的土壤稀释液。用同法再制成10-5、10-6、10-7的土壤稀释液(为避免稀释过程误差,进行微生物计数时,最好每一个稀释度更换一支移液管)。 5.倾注:按无菌操作法向无菌培养皿中倾倒已融化并冷却至45~50℃的3种培养基,待冷凝后,用无菌移液管(或无菌微量移液器)分别吸取上述10-7、10-6、10-5三个稀释度菌悬液0.1ml,依次滴加于相应编号已制备好的肉膏蛋白胨培养基平板上,按照浓度从低到高的顺序涂布平板。右手持无菌玻璃涂棒,左手拿培养皿,并用拇指将皿盖打开一缝,在火焰旁右手持玻璃涂棒于培养皿平板表面将菌液自平板中央均匀向四周涂布扩散,切忌用力过猛将菌液直接推向平板边缘或将培养基划破。
6.培养:待平板上稀释悬液完全吸收后,将平板倒置于30℃恒温箱中培养24h。
7.菌落的计数;
当平板上有链状菌落生长时,如呈链状生长的菌落之间无任何明显界限,则应作为一个菌落计,如存在有几条不同来源的链,则每条链均应按一个菌落计算,不要把链上生长的每一个菌落分开计数。如有片状菌落生长,该平板一般不宜采用,如片状菌落不到平板一半,而另一半又分布均匀,则可以半个平板的菌落数乘2代表全平板的菌落数。当计数平板内的菌落数过多(即所有稀释度均大于300时),但分布很均匀,可取平板的一半或1/4计数。再乘以相应稀释倍数作为该平板的菌落数。 计数原则:选平均菌落数在30~300之间者进行计算
①仅1个稀释度的平均菌落数在此范围时,则以该平均菌落数乘其稀释倍数报
告之。
②若有2个稀释度的平均菌落数在30~300之间时,则按两者的菌落总数之比来
决定,若比值小于2应报告两者的平均数;若大于2则报告其中较小的菌落总数。
③若所有稀释度的平均菌落数均大于300,以稀释度最高的平均菌落数乘以稀释
倍数报告之。
④若所有稀释度的平均菌落数均小于30,则应按稀释度最低的平均菌落数乘以稀
释倍数报告之。
⑤若所有稀释度的平均菌落数均不在30~300之间,则以最接近300或30的平均
菌落数乘以稀释倍数报告之。
⑥若所有的菌落数匀为“无法计数”时,应注明水样的最大稀释倍数。 ⑦在求同稀释度的平均数时,若其中1个平板上有较大片状菌落生长时,则不宜
采用,而应以无片状菌落生长的平板作为该稀释度的平均菌落数。若片状菌落约 为平板的一半,而另一半平板上菌落分布很均匀,则可按半平板上的菌落计数然后乘以2作为整个平板的菌落数。
8.革兰氏染色:将所培养出来的菌种进行革兰氏染色,判断其中的菌种是阳性还是阴性。
五.实验结果记录:
六.实验结论:
参考文献:
《环境工程微生物学》—化学工业出版社 王国慧主编
《环境微生物学实验教程》—中国原子出版社 刘亚洁,李文娟编著
范文三:土壤中细菌总数的测定实验
实验四细菌总数的测定
——纯种分离
一、目的
1.掌握从环境(土壤和活性污泥等)微生物群体中获得纯种微生物的分离和培养技术。
2.掌握无菌操作技术。
二、材料和器皿
1. 扭力天平、取土样工具、涂布棒(接种棒)。
2. 无菌三角瓶、试管、培养皿、移液管、玻璃珠。
3. 无菌水。
4. 培养基:牛肉膏蛋白胨培养基。
三、实验操作步骤
1、取土样
选定取样点,按对角交叉(五点法)取样。先除去表层约
2cm的土壤,将铲子插入土中数次,然后取2~10cm处的土壤。
盛土的容器应是无菌的。将5点样品约1kg充分混匀,除去碎
石、植物残根等。土样取回后应尽快投入实验,同时取10-
15g,称重后经105oC烘干8h,置于干燥器中冷却后再次称重,
计算含水量。
2、倒平板
熔化已灭菌的上述4种培养基并冷却至45oC左右倒平
板,凝固待用,每种培养基每个稀释度各三只平板。
3、编号
取5支无菌空试管(15×150mm)依次编号为10-3、10-4、
10-5、10-6、10-7。
4、分装无菌水
按无菌操作用5mL移液管分别吸取4.5mL无菌水于编号的
各无菌空试管中。
5. 制备土壤稀释液
称土样1g于盛有99mL无菌水或无菌生理盐水并装有玻
璃珠的三角瓶中,振荡10~20min,使土样中的菌体、芽孢
或孢子均匀分散,此即为10-2浓度的菌悬液。用无菌移液
管吸取悬液0.5mL于4.5mL无菌水试管中,用移液管吹吸三
次、摇匀,此即为10-3浓度。同样方法,依次稀释到10-7。
稀释过程需在无菌室或无菌操作条件下进行。
环境要求:琼脂平板在工作台暴露15分钟,每个平板不得超过15个菌落。
代表性:取固体样品时需多采几个部位,且经过均质或研磨;
液体样品须经过振摇,以获得均匀稀释液。
减少误差:每递增稀释一次即换用1支1ml灭菌吸管,将吸管内液体沿管壁流入, 勿使吸管尖端伸入稀释液内,并且稀释液应充分振摇。
6、培养及计数
培养条件:倒置于36±1℃温箱内培养48±2h
计数时间:到达规定培养时间,应立即计数。如果不能立即计数,应将平板放
置于0-4℃,但不得超过24h。
计平皿中菌落数:肉眼观察,必要时用放大镜检查。记下各平板的菌落总数,求出同稀 释度的各平板平均菌落数。
规律:不同稀释度的菌落数应与稀释倍数成反比(同一稀释度的二个平板的菌落 数应基本接近),即稀释倍数愈高菌落数愈少,稀释倍数愈低菌落数愈
多。
如出现逆反现象,则应视为检验中的差错(有的食品有时可能出现逆反现
象,如酸性饮料等),不应作为检样计数报告的依据。
当平板上有链状菌落生长时,如呈链状生长的菌落之间无任何明显界限,则应作为一个菌落计,如存在有几条不同来源的链,则每条链均应按一个菌落计算,不要把链上生长的每一个菌落分开计数。如有片状菌落生长,该平板一般不宜采用,如片状菌落不到平板一半,而另一半又分布均匀,则可以半个平板的菌落数乘2代表全平板的菌落数。
当计数平板内的菌落数过多(即所有稀释度均大于300时),但分布很均匀,可取平板的一半或1/4计数。再乘以相应稀释倍数作为该平板的菌落数。
计数原则:选平均菌落数在30~300之间者进行计算
1.仅1个稀释度的平均菌落数在此范围时,则以该平均菌落数乘其稀释倍数报
告之。
2.若有2个稀释度的平均菌落数在30~300之间时,则按两者的菌落总数之比来决 定,若比值小于2应报告两者的平均数;若大于2则报告其中较小的菌落总数。
3.若所有稀释度的平均菌落数均大于300,以稀释度最高的平均菌落数乘以稀释倍 数报告之。
4.若所有稀释度的平均菌落数均小于30,则应按稀释度最低的平均菌落数乘以稀 释倍数报告之。
5.若所有稀释度的平均菌落数均不在30~300之间,则以最接近300或30的平均菌 落数乘以稀释倍数报告之。
6.若所有的菌落数匀为“无法计数”时,应注明水样的最大稀释倍数。
7.在求同稀释度的平均数时,若其中1个平板上有较大片状菌落生长时,则不宜
采用,而应以无片状菌落生长的平板作为该稀释度的平均菌落数。若片状菌落约 为平板的一半,而另一半平板上菌落分布很均匀,则可按半平板上的菌落计数, 然后乘以2作为整个平板的菌落数。
报告原则
例次 不同稀释度的平均菌落数 两个稀释度菌菌落数 报告方式
10-1 10-2 10-3 落数之比 (个/mL) (个/mL)
1 1365 164 20 — 16400 16000或1.6×104
2 2760 295 46 1.6 37750 38000或3.8×104
3 2890 271 60 2.2 27100 27000或2.7×104
4 无法计数 4650 513 — 513000 510000或5.1×105
5 27 11 5 — 270 270或2.7×102
6 无法计数 305 12 — 30500 31000或3.1×104
7 无法计数————— 10-3无法计数
7、菌落总数报告方式
菌落数的报告,按国家标准方法规定菌落数在1~100时,按实有数字报告,如大于100时,则报告前面两位有效数字,第三位数按四舍五入计算。为了缩短数字后面的零位,可用10的指数来表示。
固体检样以克(g)为单位报告,液体检样以毫升(mL)为单位报告,表面涂擦则以平方厘米(cm2)报告。
8. 计数
选菌落分散、菌落数适量且各平行皿菌落数接近的稀
释度的平皿计数,通常细菌和放线菌选取菌落数在30~300
之间的平皿,霉菌选菌落数在10~100之间的平皿,最后换
算成每克干土所含菌数。
同一稀释度的平均菌落数×稀释倍数
每克干土含菌数 =
1-土壤含水量%
四、思考题
1.用一根无菌移液管接种几个浓度的水样时应从哪个浓度开始?为什么?
2. 琼脂平板接种后,为什么要倒置培养?
范文四:土壤中氮的形态和转化
土壤中氮的形态和转化
1、 土壤中氮的形态
土壤中的氮素形态分为无机态氮和有机态氮两类,二者合为土壤全 氮。
1. 有机态氮
水溶性有机氮 : 一般不超过全氮的5%。它们主要是一些游离的氨基酸、胺盐及酰胺类化合物,分散在土壤溶液中,很容易水解,释放出离子,是植物速效性氮源。
水解性有机氮 : 占全氮总量的50%-70%。主要是蛋白质多肽和氨基糖等化合物。用酸碱等处理时能水解成为较简单的易溶性化合物。
非水解性有机态氮 : 占全氮的30%-50%。它们在一般酸碱处理下不能水解,但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。
2.无机态氮
土壤无机态氮很少,一般表土不超过全氮的1%-2%。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮及亚硝态氮。它们都是水溶性的,都能直接为植物吸收利用。
硝态氮: 土壤中硝态氮主要来源于施人土壤中的硝态氮肥和微生物的硝化产物。
铵态氮 :土壤中的铵态氮又分为三种,铵态氮为阳离子,能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子,但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后,被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。
亚硝态氮 : 土壤中的亚硝态氮是硝化作用的中间产物。
二、土壤中氮素的转化
NH 3
挥发损失N 2、NO 、N 2O 反硝化作用
有
机
氮氨化作用生物固定铵态氮硝化作用
硝酸还原作用硝态氮生物
固定有机氮
吸附固定淋洗损失
吸附态铵或
固定态铵水体中的硝态氮
土壤氮素形态较多,各种形态的氮素处于动态变化之中,不同形态的氮素互相转化,对于有效氮的供应强度和容量有重要意义。
1. 有机态氮的转化
土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物,必须要经过各种矿化过程,变为易溶的形态,才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。
① 氨化过程 氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。氨化作用可在多种多样条件下进行。无
论水田、旱田,只要微生物活动旺盛,氨化作用都可以旺盛进行。
氨化作用产生的铵可被植物和微生物吸收利用,是农作物的优良氮素营养。未被作物吸收利用的铵,可被土壤胶体吸收保存。但在旱地通气良好的条件下,铵态氮可进一步为微生物转化。
② 硝化过程 指氨或铵盐在微生物作用下转化成硝酸态氮化合物的过程。它是由两组微生物分两步完成的。第一步铵转化成亚硝酸盐,紧接着亚硝酸盐又转化成硝酸盐,其反应为:
硝态氮也是为植物吸收利用的优良氮源,所以可以利用土壤硝化作用强度来了解旱地土壤的供氮性能。
③ 反硝化作用 指土壤中硝态氮被还原为氧化氮和氮气,扩散至空气中损失的过程。反硝化作用主要由反硝化细菌引起。在通气不良的条件下,反硝化细菌可夺取硝态氮及其某些还原
产物中的化合氧,使硝态氮变为氮气损失。
范文五:土壤中氮的形态和转化
土壤中氮的形态和转化
一、土壤中氮的形态
土壤中的氮素形态分无机态及有机态两大类 ,但以有机态为主,按其溶解度大小和水解难易分为3类:第一,水溶性有机氮;第二,水解性有机氮;第三,非水解性有机态氮;它们在一般酸碱处理下不能水解,但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。
土壤无机态氮很少,一般表土不超过全氮的1%-2%。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮。它们都是水溶性的,都能直接为植物吸收利用。铵态氮为阳离子,能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子,但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后,被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。
1. 有机态氮
按其溶解度大小和水解难易分为3类:
水溶性有机氮 一般不超过全氮的5%。它们主要是一些游离的氨基酸、胺盐及酰胺类化合物,分散在土壤溶液中,很容易水解,释放出离子,是植物速效性氮源。
水解性有机氮 占全氮总量的50%-70%。主要是蛋白质多肽和氨基糖等化合物。用酸碱等处理时能水解成为较简单的易溶性化合物。
非水解性有机态氮 占全氮的30%-50%。它们在一般酸碱处理下不能水解,但可在各种微生物的作用下逐渐分解矿化。
2.无机态氮
土壤无机态氮很少,一般表土不超过全氮的1%-2%。土壤无机态氮主要是铵态氮和硝态氮及亚硝态氮。它们都是水溶性的,都能直接为植物吸收利用。
第一,硝态氮 土壤中硝态氮主要来源于施人土壤中的硝态氮肥和微生物的硝化产物。 第二,铵态氮 土壤中的铵态氮又分为三种,铵态氮为阳离子,能为土壤胶体所吸收成为交换性阳离子,但也有一部分在进入粘粒矿物晶架结构中后,被闭蓄于晶层间的孔穴内成为固定态铵。
第三,亚硝态氮 土壤中的亚硝态氮是硝化作用的中间产物。
二、土壤中氮的转化
土壤氮素形态较多,各种形态的氮素处于动态变化之中,不同形态的氮素互相转化,对于有效氮的供应强度和容量有重要意义。
1. 有机态氮的转化
土壤中的有机态氮是较复杂的有机化合物,必须要经过各种矿化过程,变为易溶的形态,才能发挥作物营养的功能。它的矿化量和矿化速率就成为决定土壤供氮能力的极其重要的因素。土壤有机氮的矿化过程是包括许多过程在内的复杂过程。
① 水解过程 蛋白质在微生物分泌的蛋白质水解酶的作用下,逐步分解为各种氨基酸。 ② 氨化过程 氨基酸在多种微生物作用下分解成氨的过程称为氨化过程。如: RCH 2OH +NH 3+CO 2+能量 —水解—→ RCHNH2 COOH+H 2O
RCHOHCOOH +NH 3+能量 —氧化—→ RCHNH2COOH +O 2
RCOOH +NH 3 +CO 2+能量——还原—→RCHNH 2 COOH+H 2
由此可见,氨化作用可在多种多样条件下进行。无论水田、旱田,只要微生物活动旺盛,氨化作用都可以旺盛进行。
氨化作用产生的铵可被植物和微生物吸收利用,是农作物的优良氮素营养。未被作物吸收利用的铵,可被土壤胶体吸收保存。但在旱地通气良好的条件下,铵态氮可进一步为微生物转化。
③ 硝化过程 指氨或铵盐在微生物作用下转化成硝酸态氮化合物的过程。它是由两组微生物分两步完成的。第一步铵转化成亚硝酸盐,紧接着亚硝酸盐又转化成硝酸盐,消化过程是一个氧化过程,只有在通气良好的情况下才能进行。所以水稻田在淹水期间主要为氨态氮,硝
态氮很少,旱地土壤一般硝化作用速率快于氨化作用,土壤中主要为硝态氮。
硝态氮也是为植物吸收利用的优良氮源,所以可以利用土壤硝化作用强度来了解旱地土壤的供氮性能。
④ 反硝化作用 指土壤中硝态氮被还原为氧化氮和氮气,扩散至空气中损失的过程。反硝化作用主要由反硝化细菌引起。在通气不良的条件下,反硝化细菌可夺取硝态氮及其某些还原产物中的化合氧,使硝态氮变为氮气损失。
2. 无机态氮的转化过程
无机态氮包括硫酸铵、硝酸铵、碳酸铵、碳酸氢铵、氢氧化铵等。由于这些都属于不稳定的化合物,易氨化释放出氨,同时也遵循硝化过程和反硝化作用,在这里不再详述。但应指出,施用时,尤其在保护地的密闭环境中施用,除应注意土壤适当湿度和通透性外,还应掌握少施、勤施和深施。如施用不当,极易熏坏叶片,甚至造成全株死亡。
尿素虽属有机氮肥,但因结构简单,其转化过程与无机氮肥基本相同,因此,以尿素为例简要说明:
尿素施入土壤后,以分子状态存在,还可以分子状态被作物吸收,但数量很少。尿素分子与土壤中黏粒矿物或腐殖质上的功能团以氢健的形式相结合,在很大程度上可以避免尿素在浇水后淋溶流失。另外,尿素在土壤中可以在脲酶的作用下转化为铵态氮,供作物吸收和土壤胶体吸附。土壤中大多数细菌、放线菌、真菌都能分泌脲酶,其转变如下:
CO (NH 2)2+2H 2O —脲酶 —→(NH 4)2CO 3
碳酸铵可以进一步水解产生碳酸氢铵和氢氧化铵:
(NH 4)2CO 3+H 2O ———→ NH4HCO 3+NH 4OH
上述反应式说明,尿素同无机态氮中的碳酸铵、碳酸氢铵、氢氧化铵一样,易分解释放出铵。因此尿素施在表层易引起氮素流失(以氨气形式挥发),形成氨害,甚至全株死亡,这种由于施用不当所引起的损失在保护地密闭环境中并不少见。所以施用尿素一定要开沟、挖穴,施在10厘米以下,并封土踩实,防止氨气外逸。尿素转化的快慢取决于脲酶的活性,脲酶的活性又与土壤肥力的高低、水分含量、土壤温度等因素有关。土壤肥沃、水分、温度适宜,转化就快,反之就慢,其中尤以温度的影响更为明显。在一般用量和施肥深度下,土壤温度为10时,需7-10天;20时4-5天;30时2-3天就能完全转化为铵态氮,供根系吸收和土壤胶粒上离子之间吸附交换减少流失。尿素转化后在土壤中不残留其他物质,既不酸化土壤,也不碱化土壤。但施肥时间要较其他化学氮肥稍早几天。
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