本发明涉及一种镉污染土壤的修复方法，属于污染土壤的再生修复
技术领域：
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背景技术：
：随着全球环境破坏的日益严重，土壤污染成为世界各国研究的重点，而重金属被认为是土壤的主要污染物之一。目前，中国多个稻米出产区被查出重金属镉超标，引起全民震惊。镉在土壤中移动性小，通过食物链进入人体后，潜在危害极大，不利于人类的健康和社会的稳定，“镉米危机”敲响了土壤污染的警钟。微生物是维持生态系统结构与功能稳定的组成成分，在土壤生态系统的物质循环和能量流动中发挥重要作用。研究表明，重金属会胁迫影响其数量和酶活性。土壤酶活性是反映土壤肥力的有效生物指标，可反映土壤养分转化能力的强弱，是探讨土壤污染生态效应的有效指标之一。一些专家学者不同程度地研究了重金属对土壤酶活性的影响和重金属复合污染对土壤酶活性的影响。为修复重金属污染的土壤，目前常用的方法主要是采用植物+菌株的联合修复方法，如申请号为CN201310038710.9的发明专利，提出了采用鱼腥草配合微生物菌剂如荧光假单胞菌、丛植菌根真菌等进行修复，但是，采用植物+菌株的联合修复方法，主要存在植物与菌株难以形成有效配伍，发挥其协同、促进作用。技术实现要素：本发明的目的在于提供一种采用采用紫薇青霉菌来恢复土壤肥力，以实现镉污染土壤修复的方法。本发明采取的技术方案如下：一种镉污染土壤的修复方法，将选育出的紫薇青霉素直接接种在镉污染土壤中，进行修复处理。更优选的：所述的紫薇青霉菌是我们实验室从绍兴富盛镇某水稻田中分离到，经过多次的抗生素筛选和分离纯化培养后，再通过对菌株的分子鉴定，即通过5.8SrRNA基因两侧的内转录间隔区(internaltranscribedspacers,ITS)DNA序列的克隆和序列同源性分析，再经过形态鉴定相结合进行鉴定，所得的菌株编号为(Panicilliumjanthinellum，L678)。所述的紫薇青霉素通过马铃薯葡萄糖液体培养基(PDL培养基)摇菌，当菌种的孢子浓度为3.4×103-3.4×107个/ml时，按每克土壤中加入1毫升菌液的比例进行混匀。所述的紫薇青霉素接种前，土壤中预先添加链霉素，链霉素的质量土壤质量的1％，以促进紫薇青霉素的接种。所述的紫薇青霉素的接种浓度为3.4×107个/ml，土壤最佳修复时间为20天，修复后土壤的pH为6.49-6.69；过氧化氢酶活性随时间流逝增大，最小值为0.222mL，最大值为0.228mL；土壤碱解氮含量为0.10-0.157g/kg，且碱解氮含量随时间的流逝先减小后增大再减小；土壤有效镉含量为5.69-6.99mg/L。本发明的原理和有益效果如下：1、申请人通过研究发现，紫薇青霉菌(Panicilliumjanthinellum，L678)，作为真菌的一种，其对于镉污染土壤中修复具有显著的效果，并可以恢复土壤肥力来提升镉污染土壤中的土著微生物数量，从而降低镉的毒性和迁移性。2、通过实验证实，添加一定浓度、数量的紫薇青霉菌(Panicilliumjanthinellum)，可以降低镉的毒性和迁移性。经测定碱解氮、有效磷、转化酶、脲酶、过氧化氢酶以及有效镉的含量，结果发现，加入紫薇青霉菌浓度为3.4×107的有效磷、碱解氮含量最高，转化酶、脲酶活性最佳，对有效镉的修复效果也最佳。具体实施方式以下通过具体实施例来分析和验证紫薇青霉菌对镉污染土壤的修复程度以及对土壤肥力的影响，并考察紫薇青霉菌在不同浓度镉环境下的影响，以及紫薇青霉菌浓度对土壤肥力的影响以及对镉土的修复程度。1、实验设计表1紫薇青霉素浓度设置由于紫薇青霉菌在镉浓度为60mg/L中的孟加拉红液体培养基能生长，在浓度为80mg/L下不能生长。因此，决定将土壤中的镉浓度设为20mg/L、40mg/L、60mg/L、80mg/L四个梯度，具体参见表2所示。表2Cd浓度设置2、实验目的研究紫薇青霉菌在不同浓度镉环境下的孟加拉红培养基中的生长情况，并依此设计土壤中镉的浓度梯度。3、实验仪器无菌操作台、高压灭菌锅、恒温培养箱、锥形瓶、接种环、移液枪、枪头、橡皮筋、报纸、酒精灯等。4、实验试剂孟加拉红液体培养基、6×103mg/L浓度的镉溶液、8×103mg/L浓度的镉溶液、1％链霉素。5、实验过程(1)取98ml孟加拉红液体培养基到锥形瓶中，用橡皮筋和报纸封口。将锥形瓶放入高压灭菌锅中，121℃，灭菌15min。(2)将灭菌后的锥形瓶在无菌操作台中冷却到50℃左右，用移液枪加入1mL1％链霉素，再取1mL6×103mg/L镉溶液(此时镉浓度即为60mg/L)转入锥形瓶。将前期筛选出来的紫薇青霉菌用接种环接种到液体培养基中。(3)最后，将锥形瓶封口后放入摇床中，在30℃、120r/min的恒定条件下培养两天。两天后，观察培养结果。(4)同理，将镉浓度换为2×103mg/L、4×103mg/L、8×103mg/L重复上述步骤。6、实验结果6.1测定指标及方法测量：每10天取样一次,共4次,测定混合土壤中各种指标。各项指标测定方法如下：脲酶(苯酚-次氯酸钠法，活性以每百克土的NH3-N的毫克数表示)：脲酶直接参与土壤中含氮有机化合物的转化，其活性强度与土壤氮素供应水平密切相关；过氧化氢酶(高锰酸钾滴定法，活性以单位土重的0.1N高锰酸钾毫升数表示)；转化酶(硫代硫酸钠滴定法，活性以单位土重的0.1N硫代硫酸钠毫升数表示)；有效态镉(DTPA-火焰原子吸收法)：镉污染土壤的毒性取决与有效态镉而不是总镉；有效氮(碱解扩散法，单位g/kg)；有效磷(olsen法，单位mg2/kg)；土壤pH(pH计测量)；土壤含水率(湿重与干重之差)。6.2数据统计及分析6.2.1土壤pH表3不同Cd浓度下处理后土壤的pH数据统计分析表3中，A：菌悬液浓度3.4×107；B：菌悬液浓度3.4×105；C：菌悬液浓度3.4×103；1：Cd浓度20mg/kg；2：Cd浓度40mg/kg；3：Cd浓度60mg/kg，4：Cd浓度80mg/kg；①、②、③、④分别指第一、二、三、四次测得的pH值。标准差能反映一个数据集的离散程度，将表3的A组中数据取平均数，并算出平行组之间的标准差；B、C组同上，具体见表4所示。表4不同实施状态下数据的波动性和差异性以下对时期(时间长短)、菌浓度和镉浓度进行具体分析。(1)时期各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较时期因素的影响进行实验分析，具体见表5所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表5时期因素数据的多重比较表同时，对时期的不同显著水平进行分析，详见表6所示。表6时期因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平30.14722aA10.11408bB20.10437cBC40.10267cC上述表5和6可以看出，随着时间的延长，pH呈现显著性差异，土壤偏酸性化，第三(2状态下的处理)和第四次(4状态下的处理)明显，但整体来讲，土壤pH随时间变化不大。(2)菌浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较对菌浓度的影响进行试验分析，具体参见表7所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表7菌浓度因素数据的多重比较表处理均值12310.149620.00010.000120.102710.04690.364130.098920.05070.0038同时，对菌浓度不同显著水平下进行分析，详见表8所示。表8菌浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平10.14962aA20.10271bB30.09892bB从上述表7和表8可以看出，添加高浓度菌会使土壤pH具有显著性差异，即随着菌浓度的增加(处理1为20mg/kg、处理2为40mg/kg，处理3为60mg/kg)，pH的差异越大，且A组最显著。(3)镉浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较镉浓度因素的影响进行实验分析，具体见表9所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表9镉浓度因素数据的多重比较表处理均值142310.123480.16340.06620.005440.116780.00670.97670.562720.115470.0080.00130.807630.112610.01090.00420.0029同时，对镉浓度不同显著水平进行分析，详见表10所示。表10镉浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平10.12348aA40.11678abAB20.11547abAB30.11261bB通过表9和表10的数据分析可以看出，镉浓度过高(4(80mg/kg)状态下处理)或过低(4(80mg/kg)状态下处理)对土壤pH的影响都不明显，中间量2(40mg/kg)、3(60mg/kg)组对土壤pH的影响有显著性差异。6.2.2转化酶将A组中的数据取平均数，并算出其标准差。B、C组同上。表11转化酶数据统计表表11中，A：菌悬液浓度3.4×107；B：菌悬液浓度3.4×105；C：菌悬液浓度3.4×103；1：Cd浓度20mg/kg；2：Cd浓度40mg/kg；3：Cd浓度60mg/kg，4：Cd浓度80mg/kg；①、②、③、④分别指第一、二、三、四次测得土壤转化酶值。标准差能反映一个数据集的离散程度，将表11的A组中数据取平均数，并算出平行组之间的标准差；B、C组同上，具体见表12所示。表12不同实施状态下数据的波动性和差异性以下对时期(时间长短)、菌浓度和镉浓度进行具体分析。(1)时期各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较时期因素的影响进行实验分析，具体见表13所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表13时期因素数据的多重比较表处理均值312410.613060.00010.00010.000130.518330.09470.00010.000120.430560.18250.08780.000540.370830.24220.14750.0597同时，对时期的不同显著水平进行分析，详见表14所示。表14时期因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平10.61306aA30.51833bB20.43056cC40.37083dD上述表13和14可以看出，4个时期均有显著性差异，但1、3期略高，2、4期较低，即土壤转化酶活性随时间变化呈波浪形，随着时间的延长，时间对转化酶的影响总体呈下降趋势。(2)菌浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较对菌浓度的影响进行试验分析，具体参见表15所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表15菌浓度因素数据的多重比较表处理均值12310.653540.00010.000120.420630.23290.001630.375420.27810.0452同时，对菌浓度不同显著水平下进行分析，详见表16所示。表16菌浓度因素的显著性对照表从上述表15和表16可以看出，菌浓度的递增对转化酶的影响呈递减下降趋势，且三个浓度之间均有显著性差异，即随着菌浓度的增加，这种显著性逐渐降低。(3)镉浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较镉浓度因素的影响进行实验分析，具体见表17所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表17镉浓度因素数据的多重比较表处理均值134210.498060.97520.2760.258530.491940.00610.50920.485640.471670.02640.02030.999920.471110.02690.02080.0006同时，对镉浓度不同显著水平进行分析，详见表18所示。表18镉浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平10.49806aA30.49194aA40.47167aA20.47111aA通过表17、表18的分析可以看出，镉浓度的变化对转化酶的影响无差异，即土壤中镉的污染程度对转化酶的影响不大。6.2.3过氧化氢酶表19过氧化氢酶数据统计表表19中，A：菌悬液浓度3.4×107；B：菌悬液浓度3.4×105；C：菌悬液浓度3.4×103；1：Cd浓度20mg/kg；2：Cd浓度40mg/kg；3：Cd浓度60mg/kg，4：Cd浓度80mg/kg；①、②、③、④分别指第一、二、三、四次测得土壤过氧化氢酶值。标准差能反映一个数据集的离散程度，将表19的A组中数据取平均数，并算出平行组之间的标准差；B、C组同上，具体见表20所示。表20不同实施状态下数据的波动性和差异性以下对时期(时间长短)、菌浓度和镉浓度进行具体分析。(1)时期各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较时期因素的影响进行实验分析，具体见表21所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表21时期因素数据的多重比较表处理均值432140.227780.00140.00010.000130.226170.00160.02040.000120.224920.00290.00120.000110.222110.00570.00410.0028同时，对时期的不同显著水平进行分析，详见表22所示。表22时期因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平40.22778aA30.22617bB20.22492cB10.22211dC上述表21和22可以看出，时间对过氧化氢酶值的影响随时间延续呈逐渐上升趋势，且4个时期均有显著性差异。(2)菌浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较对菌浓度的影响进行试验分析，具体参见表23所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表23菌浓度因素数据的多重比较表同时，对菌浓度的不同显著水平进行分析，详见表24所示。表24菌浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平20.22673aA30.22521bB10.22379cC从上述表23和表24可以看出，随着浓度的增加，菌浓度对过氧化氢酶的影响显著性呈现出递减下降趋势，并在三个浓度之间均有显著性差异。(3)镉浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较镉浓度因素的影响进行实验分析，具体见表25所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表25镉浓度因素数据的多重比较表处理均值341230.225810.7590.16090.122640.225390.00040.68130.599310.224920.00090.00050.999220.224860.00090.00050.0001同时，对镉浓度的不同显著水平进行分析，详见表26所示。表26镉浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平30.22581aA40.22539aA10.22492aA20.22486aA通过表25、表26的分析可以看出，镉浓度的变化对过氧化氢酶的影响无差异，即土壤中镉的污染程度对过氧化氢酶的影响不大。6.2.4脲酶表27脲酶数据统计表表27中，A：菌悬液浓度3.4×107；B：菌悬液浓度3.4×105；C：菌悬液浓度3.4×103；1：Cd浓度20mg/kg；2：Cd浓度40mg/kg；3：Cd浓度60mg/kg，4：Cd浓度80mg/kg；①、②、③、④分别指第一、二、三、四次测得土壤脲酶值。标准差能反映一个数据集的离散程度，将表27的A组中数据取平均数，并算出平行组之间的标准差；B、C组同上，具体见表28所示。表28不同实施状态下数据的波动性和差异性以下对时期(时间长短)、菌浓度和镉浓度进行具体分析。(1)时期各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较时期因素的影响进行实验分析，具体见表29所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表29时期因素数据的多重比较表处理均值124315.123890.00010.00010.000121.256393.86750.01410.000840.919724.20420.33670.819430.824444.29940.43190.0953同时，对时期的不同显著水平进行分析，详见表30所示。表30时期因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平15.12389aA21.25639bB40.91972cBC30.82444cC上述表29和30可以看出，脲酶含量总体呈现出下降趋势，且1、2和3、4间有显著性差异。(2)菌浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较对菌浓度的影响进行试验分析，具体参见表31所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表31菌浓度因素数据的多重比较表处理均值12312.600830.00020.000121.819170.78170.276631.673330.92750.1458同时，对菌浓度的不同显著水平进行分析，详见表32所示。表32菌浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平12.60083aA21.81917bB31.67333bB从上述表31和表32可以看出，脲酶在添加高浓度菌时具有显著性差异，其中A组最显著。(3)镉浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较镉浓度因素的影响进行实验分析，具体见表33所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表33镉浓度因素数据的多重比较表处理均值234122.256670.32530.02750.00232.070.18670.66830.19741.945830.31080.12420.825811.851940.40470.21810.0939同时，对镉浓度的不同显著水平进行分析，详见表34所示。表34镉浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平22.25667aA32.07abAB41.94583bAB11.85194bB通过表33、表34的分析可以看出，镉浓度对脲酶的影响仅在第一、第二浓度组间具有显著性差异。6.2.5有效态镉表35有效态镉数据统计表35中，A：菌悬液浓度3.4×107；B：菌悬液浓度3.4×105；C：菌悬液浓度3.4×103；1：Cd浓度20mg/kg；2：Cd浓度40mg/kg；3：Cd浓度60mg/kg，4：Cd浓度80mg/kg；①、②、③、④分别指第一、二、三、四次测得土壤有效态镉值。标准差能反映一个数据集的离散程度，将表35的A组中数据取平均数，并算出平行组之间的标准差；B、C组同上，具体见表36所示。表36不同实施状态下数据的波动性和差异性以下对时期(时间长短)、菌浓度和镉浓度进行具体分析。(1)时期各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较时期因素的影响进行实验分析，具体见表37所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表37时期因素数据的多重比较表处理均值134216.790890.99960.06060.000136.771540.01940.07680.000146.295620.49530.47590.000125.24291.5481.52861.0527同时，对时期的不同显著水平进行分析，详见表38所示。表38时期因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平16.79089aA36.77154aA46.29562aA25.2429bB上述表37和38可以看出，有效态镉含量整体随时间延续而降低，且在第二时期下降显著。(2)菌浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较对菌浓度的影响进行试验分析，具体参见表39所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。表39菌浓度因素数据的多重比较表处理均值32136.993830.00010.000126.142120.85170.023615.689771.30410.4523同时，对菌浓度的不同显著水平进行分析，详见表40所示。表40菌浓度因素的显著性对照表处理均值5％显著水平1％极显著水平36.99383aA26.14212bB15.68977cB从上述表39和表40可以看出，有效态镉含量在三个浓度间均有显著性差异，且在高菌浓度时最佳。(3)镉浓度各水平间Duncan`s新复极差检验采用Tukey法多重比较镉浓度因素的影响进行实验分析，具体见表41所示(下三角为均值差，上三角为显著水平)。41镉浓度因素数据的多重比较表处理均值4321410.295760.00010.00010.000137.248733.0470.00010.000125.191185.10462.05760.000112.365287.93054.88352.8259同时，对镉浓度的不同显著水平进行分析，详见表42所示。表42镉浓度因素的显著性对照表通过表41、表42的分析可以看出，有效态镉含量在四个浓度间均呈显著性差异，且与最初添加量相比，都有较大的下降。总结(1)紫薇青霉菌对土壤的修复效果从pH的角度来说，A组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×107)pH最大为6.88，且与其他两组(B组紫薇青霉菌浓度为3.4×105、C组紫薇青霉菌浓度为3.4×103)之间又有显著差异。土壤pH值随着时间变化不大，最大值为6.69，最小值为6.49。根据上述实施例的统计结果，A组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×107)的有效磷、碱解氮含量最高，转化酶、脲酶活性最佳，且与其他两组(B组紫薇青霉菌浓度为3.4×105、C组紫薇青霉菌浓度为3.4×103)均有显著差异。BA组中有效磷浓度为0.13mg2/kg，碱解氮浓度为0.15g/kg，转化酶活性为0.65mL，脲酶活性为2.6mL。只有过氧化氢酶活性最强的是B组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×105)，为0.227mL，A组最小为0.224mL，且三个浓度梯度之间均有显著差异。土壤有效磷的含量在10天后达到最大值0.14mg2/kg，并不再随时间的延长而增加(P＞0.05，统计上无显著差异)。碱解氮含量随时间的流逝先减小后增大再减小，最大值为0.15mg2/kg，最小值为0.10mg2/kg。转化酶和脲酶活性随时间流逝均均下降趋势：转化酶活性在10天后达到最大值为0.61mL，40天后降到最低为0.37mL，4个时期之间P＜0.05，统计上有显著差异；脲酶活性在10天后急剧降低，并在30天之后便不再随时间的延长而增加(P＞0.05，统计上无显著差异)，其最大值为5.12，最小值为0.82mL。同样的，三种酶中也只有过氧化氢酶活性随时间流逝增大，最小值为0.222mL，最大值为0.228mL，变化范围较小。对于不同菌浓度来说，B组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×105)土壤中过氧化氢酶的活性最大为0.227mL，A组最小0.224mL，三组之间均有显著差异。(2)土壤酶活性对镉污染的转化作用过氧化氢酶的活性可表征土壤腐殖化强度大小和有机质积累程度。土壤过氧化氢酶活性与土壤微生物活动相关，其活性可以表征土壤总的生物活性。研究表明，在镉特别是高浓度的镉污染下，土壤过氧化氢酶活性受到抑制。但本申请上述方案中过氧化氢酶随着时间的延长而被激活，这说明外源微生物青霉菌以及肥料加入之后，土壤的微生物活性增加，有机物累积。土壤脲酶活性可以反映土壤碱解氮含量，土壤脲酶活性可以作为指示土壤氮素状况的灵敏指标，脲酶活性与碱解氮含量呈正相关。脲酶活性的提高有利于土壤中稳定性较高的有机氮向有效氮(即碱解氮)转化，明显增强稻田土壤供氮能力。脲酶活性在不同处理之后均急剧降低，并都在一个月左右之后不随时间的延长而增加，并在后期有波动情况。同时，与转化酶、过氧化氢酶相比，脲酶对镉有很好的指示作用。土壤的镉污染程度(本研究镉浓度梯度范围之内)对过氧化氢酶、脲酶、转化酶均没有很大的影响。但土壤酶也是开始随Cd处理浓度增加而上升，到一定浓度时转为下降，这与镉浓度梯度的设置不同以及是否加入外源菌有关。(3)土壤营养物的改善对微生物及镉污染的影响紫薇青霉菌株可用于镉污染的修复，且浓度越高效果越好(但超过107之后其会休眠)。从实施例的实验还观察到，本菌株在发挥对镉处理的效应过程中，其N、P及土壤酶也发生较明显的变化。此菌一方面可直接对镉离子进行作用，另一方面还可通过对土壤营养的改善来影响土壤中土著微生物共同参与修复作用。从而得出，土壤营养物质的改善对提升土著微生物的活性有较大帮助。现今由于化肥及复合肥的大量使用，使土壤营养单一，对重金属污染的自然修复是不利的。而镉耐性的促生细菌J2能显著地促进土壤中氨化菌、硝化菌、硝化菌和好氧性固氮菌数量的增加，增强过氧化氢酶、脲酶、磷酸酶活性，改善镉污染土壤的微生物环境；此外，接种对镉有抗性的J62菌使植物根际土中抗Pb200mg/L&Cd50mg/L细菌和总细菌的数量远高于对照，并促进了解钾、溶磷和固氮细菌数量的增加。如本申请所提供的紫薇青霉素等抗镉菌株是可以改善土壤的微生物结构和数量，其改善途径是通过改善土壤肥力。总的来说，A组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×107)土壤中镉的污染程度对有效磷、过氧化氢酶、转化酶影响不大(P＞0.05，统计上无显著差异)。外加镉浓度为20mg/L与60mg/L组的土壤中碱解氮有显著差异，加入外源镉浓度为20mg/L与40mg/L、40mg/L与80mg/L有显著差异。从修复镉的最佳组合来看，将有效镉的浓度除以外加镉的浓度，作为修复效率。从最终有效镉的结果来看，A组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×107)修复效果最好。A组土壤有效镉含量最低为5.69mg/L，C组(加入紫薇青霉菌浓度为3.4×103)最高为6.99mg/L，且三个菌梯度之间均有显著差异。土壤中有效镉的浓度在20天后达到最小值5.24mg/L，最大值为6.79mg/L。加入镉浓度为40mg/L的空白组与实验组均有极显著差异。紫薇青霉菌浓度为3.4×107的组合在20天后达到最佳修复效果，土壤中镉含量越低越易修复，消减效率越高。以上内容是结合本发明创造的优选实施方式对所提供技术方案所作的进一步详细说明，不能认定本发明创造具体实施只局限于上述这些说明，对于本发明创造所属
技术领域：
的普通技术人员来说，在不脱离本发明创造构思的前提下，还可以做出若干简单推演或替换，都应当视为属于本发明创造的保护范围。当前第1页1 2 3