全 文 ：核 农 学 报 2011，25(1):0014 ～ 0019
Journal of Nuclear Agricultural Sciences
文章编号:1000-8551(2011)01-0014-06
收稿日期:2009-04-13 接受日期:2009-10-09
基金项目:山西省自然科学基金(20051074)，山西农业大学博士科研启动基金
作者简介:张美俊(1970-)，女，山西河曲人，博士，副教授，研究方向为作物生态。E-mail:meijunz@ 126. com
通讯作者:杨武德(1960-)，男，山西河津人，博士，教授，博士生导师，研究方向为作物生态和信息技术。Tel:0354-6286398;E-mail:sxauywd@
126. com
转 Bt基因棉粉碎叶、蕾样 Bt蛋白降解
张美俊 杨武德
(山西农业大学农学院，山西 太谷 030801)
摘 要:以转 Bt 基因棉 Bt 冀 668 为材料，室内采用 ELISA 法，测定粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白在土壤、水中不
同时间的残留量以及不同环境处理下的残留量，以研究转 Bt 基因棉粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白在不同基质中
的降解动态以及与环境影响因子的关系。结果显示，粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白分别在熟土、生土和水中前
40d、48d 取样天数间的残留量差异显著，中后期相邻两取样间无显著差异。取样结束时，熟土、生土和
水中粉碎叶 Bt 蛋白残留量分别为初始量的 7. 4%、2. 24%和 15. 48%，蕾样为初始量的 6. 22%、4. 72%
和 15. 71%，表明 Bt 蛋白在熟土、生土和水中前期快速降解，中后期进入缓慢稳定降解阶段，水中降解速
率最慢，熟土中前期降解快于生土，后期降解反而慢于生土，使得其取样结束时残留量高于生土。75%
含水量土壤中，粉碎叶 Bt 蛋白的降解显著快于 25% 和 50% 处理;35℃和 25℃下降解显著快于 15℃，
5℃降解最慢;在有菌土中 Bt 蛋白的降解显著快于无菌土。上述结果显示一定范围内，高温、高湿可加
快 Bt 蛋白的降解，且土壤微生物是促进 Bt 蛋白降解的重要因子之一。
关键词:转 Bt 基因棉;Bt 蛋白;降解动态;环境因子
DEGRADATION OF Bt PROTEIN IN GROUND LEAVES AND
BUDS FROM TRANSGENIC Bt COTTON
ZHANG Mei-jun YANG Wu-de
(College of Agronomy，Shanxi Agricultural University，Taigu Shanxi 030801)
Abstract:The degradation dynamics of Bt protein in ground leaves and buds from transgenic Bt cotton in different
substrates and their relation with environmental factors were investigated. Ground powers of BtJi 668 leaves and buds were
mixed with soil or water，and residue Bt protein contents during sampling days(0 ～ 88days) and under different
environment were determined by using enzyme-linked immunosorbent essay (ELISA)in laboratory. Residue Bt protein
contents in ground leaves and buds had significant difference among sampling days at early stages，however，no difference
between adjoining sampling days at middle and later stages in three substrates ripened soil，unripened soil and water. At
the end of treated time，residue Bt protein contents in ground leaves decreased to 7. 4%，2. 24% and 15. 48%，and in
buds to 6. 62%，4. 72% and 15. 71% of initial content in three substrates，respectively. The results showed that Bt protein
degraded more rapidly at early sampling stages，steadily at middle and later stages in three substrates. Degradation rate
was the lowest in water. Degradation in the ripened soil was more rapid than in the unripened soil at early stages，while
slower at middle and later stages，which suggested that the residue Bt protein contents were higher in the ripened soil than
that in the unripened soil. The degradation of Bt protein in ground leaves was faster under 75% water content than 25%
and 50% in soil. The effect of temperature on degradation of Bt protein in ground leaves was in order of 35℃ and 25℃ >
41
1 期 转 Bt 基因棉粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白降解
15℃ > 5℃ . Degradation of Bt protein in ground leaves and buds increased significantly in non-sterile soils than in sterile
soils. The results indicated that high temperature and humidity accelerated the degradation of Bt protein，and the soil
microbes had great positive effects on the degradation of Bt protein.
Key words:transgenic Bt cotton;Bt protein;degradation dynamic;environment factor
转 Bt 基因作物外源基因表达的 Bt 蛋白可通过作
物根系、残茬、残体脱落物、伤口流出物、木质部流体和
花粉等进入土壤生态系统［1 ～ 7］，进入土壤后的 Bt 蛋白
是否快速降解，是评价土壤生态风险性大小的核心问
题。当转 Bt 基因作物向土壤释放的 Bt 蛋白量超过靶
标生物消耗、微生物降解和非生物因素钝化时，Bt 蛋
白就会在自然界中残留、浓缩和累积，进而危害非靶标
生物，提高靶标生物的抗性选择压［8 ～ 11］。前人对纯化
的和转 Bt 基因作物释放的 Bt 蛋白在土壤中降解规律
的研究，由于采用的材料、土壤类型以及试验方法不
同，降解时间长短的报道差异很大。Zwahlen 等［12］把
传粉期的转 Bt 基因玉米组织埋入土壤，200d 后仍可
以检测到 Bt 蛋白。Sims 和 Holden［13］用烟实夜蛾生测
法室内模拟转 Bt 基因玉米秸秆还田，测定 Bt 蛋白土
壤降解 DT50和 DT100分别为 1. 6d 和 15d。白耀宇等
［14］
研究表明，转 Bt 基因克螟稻 1 号茎和叶中 Bt 蛋白在 3
种水稻土，即青紫泥土、黄松田和黄筋泥田中的降解均
以前期(处理后 12d)较快，中后期明显偏慢。室内模
拟分解试验显示，4 种转 Bt 基因玉米秸秆中的 Bt 蛋白
在室内 25℃恒温条件下能在土壤中快速降解，降解过
程均呈现前期负指数大量快速降解和中后期极少量稳
定 2 个阶段［15］。
目前，国内报道的转 Bt 基因作物 Bt 蛋白的降解
规律，以转 Bt 基因玉米和水稻秸秆土壤降解研究较
多。棉花蕾铃脱落是生产中一个普遍现象，蕾铃脱落
率一般为 60% ～ 70%，严重的高达 80% ［16］，同时地上
部残体也会随棉株衰老凋落还田，因此随着转 Bt 基因
棉长期大面积的商品化种植，这些地上部凋落物以及
根系等残茬通过耕作方式返回土壤后，Bt 蛋白在土壤
中的降解规律如何，是否会在土壤生态系统中富集有
待研究。对转 Bt 基因作物 Bt 蛋白土壤降解的研究表
明，转 Bt 基因作物残留于土壤中的 Bt 蛋白可在土壤
中垂直运移［17］。本试验以转 Bt 基因(Cry1Ac)棉为材
料，模拟地上部凋落物还土，研究叶、蕾样 Bt 蛋白在不
同基质中的降解规律以及与影响因子的关系，旨在为
转 Bt 基因作物种植的土壤生态风险评价提供科学依
据。
1 材料与方法
1. 1 供试材料
试验用转 Bt 基因棉为 Bt 冀 668，种子由山西省农
业科学院棉花研究所提供。
1. 2 土壤基质
试验用熟土取自山西农业大学农场试验田小麦地
表 0 ～ 15cm 土层，生土取自地表 3m 以下土层，土壤为
黄土母质上发育而成的石灰性褐土。所采土样风干后
过 1mm 筛，充分混匀测定土样基本理化性状，备用。2
种土壤养分含量，熟土为:有机质 14. 90g / kg，全氮
0. 97g / kg，碱解氮 55. 41mg /kg，速效磷 73. 86mg /kg，速
效钾 188. 43mg /kg;生土为:有机质 4. 56g / kg，全氮
97mg /kg，速效磷 3. 86mg /kg，速效钾 75. 41mg /kg。
1. 3 试验材料准备
在山西农业大学农场试验田种植 Bt 冀 668，行距
75cm，株距 15cm。播种前施底肥尿素 240kg / hm2，磷
酸二铵 450kg / hm2，硫酸钾 225kg / hm2。4 月 25 日种
子经催芽后采用地膜覆盖穴播，每穴 4 粒种子，三叶期
定苗，其他田间管理按常规进行。
由于转 Bt 基因作物不同组织中 Bt 蛋白的表达具
有时空差异性［18，19］，为减少试验误差，固定取样部位:
蕾期取主茎倒 3、倒 4 叶和第 1 ～ 3 果枝上 3d 的幼蕾。
取适量样品剪成短条后加液氮充分研磨粉碎，放入 －
20℃冰箱中，用于样品中 Bt 蛋白测定，所测 Bt 蛋白含
量叶片为 5523. 43ng / g(干重)，蕾为 2118. 94ng / g(干
重)。另取叶片样和蕾样加液氮充分研磨后制成冻干
粉，放入 － 20℃冰箱中，用于 Bt 蛋白降解动态和影响
因子试验。
1. 4 Bt 蛋白在不同基质中的降解
土样处理:分别称取叶、蕾冻干粉样 0. 4g，和麦田
熟土、生土 3g 分别完全混匀后，装入 10ml 离心管中，
再加入无菌水 1ml;水处理:称取 Bt 冀 668 粉碎叶、蕾
冻干粉样 0. 4g，加入 10ml 离心管，再加入基质用水
4ml。称重装入样品的离心管，记录每只离心管的总重
量，通过定期称重加水，使离心管中土壤含水量保持不
变。离心管上留有 3 个直径 2mm 的小孔和外界进行
气体交换。每个处理重复 33 次，共 198 个离心管。
51
核 农 学 报 25 卷
将离心管放入恒温箱，保持温度 25℃，湿度 70%，
避光黑暗培养。在降解的 8、16、24、32、40、48、56、64、
72、80 和 88d 取样。由所测定的叶片和蕾样中 Bt 蛋白
的含量，可计算出加有粉碎叶和蕾样的离心管降解初
期每 g 土(鲜重)或每 g 水中 Bt 蛋白的含量分别为
502. 13ng 和 192. 63ng。
1. 5 Bt 蛋白降解影响因子试验
1. 5. 1 土壤水分 供试土壤为熟土，土壤含水量设 3
个处理，分别为土壤田间最大持水量的 25%、50% 和
75%。每个处理重复 18 次，共 54 个离心管。分别在降
解的 6、12、18、24、30、36d 取样。其他试验设计同 1. 4。
1. 5. 2 温度 供试土壤为熟土，温度设 5℃、15℃、
25℃和 35℃ 4 个处理。每个处理重复 18 次，共 72 个
离心管。分别在降解的 6、12、18、24、30 和 36d 取样。
其他试验设计同 1. 4。
1. 5. 3 土壤微生物 供试土壤为熟土，做有菌土和无
菌土 2 个处理。称取熟土 3g，装入 10ml 离心管中，用 γ
射线照射后的样品为无菌土处理。离心管中加 Bt 冀
668 粉碎叶或蕾冻干粉样 0. 4g，再加入无菌水 1ml，混
匀。每个处理重复 18 次，共 72 个离心管。分别在降解
的 6、12、18、24、30 和 36d 取样。其他试验设计同 1. 4。
1. 6 Bt 蛋白含量的测定
采用 ELISA 试剂盒，试剂盒购于中国农业大学作
物化控中心。具体步骤参照王保民等［20］的方法。
1. 7 数据统计分析
用 SAS 9. 0 统计软件进行 t 检验或新复极差多重
比较，结果用平均值 ±标准偏差(M ± SD)表示。
2 结果与分析
2. 1 Bt 蛋白的降解动态
2. 1. 1 Bt 冀 668 叶 Bt 蛋白在不同基质中的降解 Bt
冀 668 粉碎叶 Bt 蛋白在不同基质中的降解动态见表
1。表 1 显示，在 40d 前的取样天数间粉碎叶 Bt 蛋白
在熟土、生土和水中残留量差异达极显著水平，表明
Bt 蛋白大量快速降解，熟土中已降解了初始量的
88. 59%，生土和水中分别达 82. 64%和 71. 05%，且这
种快速降解在生土和水中可维持到第 56 天。之后 Bt
蛋白残留量在相邻取样天数间无论熟土、生土和水中
均无显著差异，显示中后期粉碎叶 Bt 蛋白在土壤和水
中进入低量稳定降解阶段。从表 2 还可以看出，在水
中 Bt 蛋白降解极显著慢于熟土和生土，熟土中降解前
期(40d 以前)极显著快于生土，48 ～ 56d 与生土无显
著差异，后期又显著低于生土，至取样结束时(88d)，
熟土、生土和水中 Bt 蛋白残留量为初始量的 7. 40%、
2. 24%和 15. 48%。
表 1 Bt 冀 668 粉碎叶的 Bt 蛋白在熟土、生土和水中的降解动态
Table 1 Degradation of Bt protein in ground leaves from BtJi 668 in
different substrates (ng / g，M ± SD)
处理时间 treated time (d) 熟土 ripened soil 生土 unripened soil 水 water
8 206. 04 ± 10. 443 aA c1 C1 323. 97 ± 13. 790 aA b1 B1 376. 74 ± 14. 103 aA a1 A1
16 125. 54 ± 8. 970 bB c1 C1 226. 61 ± 10. 891 bB b1 B1 287. 92 ± 11. 065 bB a1 A1
24 80. 58 ± 5. 124 cC c1 C1 167. 81 ± 11. 014 cC b1 B1 225. 05 ± 9. 651 cC a1 A1
32 65. 43 ± 4. 944 dD c1 C1 118. 35 ± 8. 511 dD b1 B1 175. 79 ± 10. 113 dD a1 A1
40 57. 29 ± 4. 653 eE c1 C1 87. 16 ± 4. 086 eE b1 B1 145. 37 ± 12. 856 eE a1 A1
48 53. 44 ± 4. 438 eEF b1 B1 61. 36 ± 6. 032 fF b1 B1 117. 90 ± 10. 935 fF a1 A1
56 48. 67 ± 4. 022 fFG b1 B1 47. 40 ± 4. 716 gG b1 B1 101. 13 ± 8. 265 gG a1 A1
64 44. 44 ± 4. 579 fgGH b1 B1 31. 08 ± 4. 105 hGH c1 C1 92. 19 ± 7. 380 hGH a1 A1
72 41. 28 ± 2. 787 ghHI b1 B1 22. 69 ± 1. 995 hiHI c1 C1 85. 31 ± 3. 130 hiHI a1 A1
80 39. 66 ± 2. 943 hHI b1 B1 15. 21 ± 1. 545 ijI c1 C1 80. 99 ± 2. 245 ijI a1 A1
88 37. 18 ± 2. 444 hI b1 B1 11. 25 ± 1. 185 jI c1 C1 77. 73 ± 2. 370 jI a1 A1
注:同一列数据之间带有不同无下标字母或同一行数据之间带有不同下标字母的，小写和大写分别表示 p < 0. 05 和 0. 01 水平差异显著。表 2
同。
Note:Dates within the same column followed by different un-sublabeled letters，or dates within the same row followed by different sublabeled letters，show
statistically significant level. Small and capital letters represent p < 0. 05 and 0. 01，respectively. The same as following Table 2.
2. 1. 2 蕾样 Bt 蛋白在不同基质中的降解 Bt 冀 668
粉碎蕾样 Bt 蛋白在熟土、生土和水中降解动态测定结
果表明(表 2)，48d 前的取样天数间 Bt 蛋白残留量在
熟土、生土和水中差异达极显著水平，显示 Bt 蛋白大
量快速降解，分别降解了初始量的 88. 32%、87. 13%
和 75. 66%，以后相邻取样天数间 Bt 蛋白的残留量在
61
1 期 转 Bt 基因棉粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白降解
熟土、生土和水中均无显著差异，表明后期蕾样 Bt 蛋
白在各基质中降解缓慢。在不同取样期间，蕾样 Bt 蛋
白在水中降解极显著慢于熟土和生土，而熟土中在
24d 前的降解显著快于生土，32 ～ 64d 则与生土无显著
差异，之后降解又显著低于生土。至取样结束时
(88d)，熟土、生土和水中 Bt 蛋白分别为初始量的
6. 22%、4. 72%和 15. 71%。
表 2 Bt 冀 668 粉碎蕾样在 Bt 蛋白熟土、生土和水中降解动态
Table 2 Degradation of Bt protein in ground buds from BtJi 668 in different substrates(ng / g，M ± SD)
处理时间 treated time (d) 熟土 ripened soil 生土 unripened soil 水 water
8 99. 44 ± 10. 130 aA c1 C1 125. 42 ± 12. 800 aA b1 B1 147. 59 ± 11. 410 aA a1 A1
16 78. 85 ± 6. 490 bB c1 B1 91. 19 ± 7. 145 bB b1 B1 113. 50 ± 12. 491 bB a1 A1
24 66. 69 ± 4. 628 cC c1 B1 69. 91 ± 3. 855 cC b1 B1 86. 74 ± 2. 885 cC a1 A1
32 46. 63 ± 3. 711 dD b1 B1 48. 91 ± 2. 520 dD b1 B1 71. 52 ± 3. 650 dD a1 A1
40 32. 28 ± 2. 149 eE b1 B1 34. 58 ± 1. 980 eE b1 B1 59. 18 ± 3. 155 eE a1 A1
48 22. 49 ± 1. 469 fF b1 B1 24. 79 ± 1. 200 fF b1 B1 46. 89 ± 2. 020 fF a1 A1
56 17. 53 ± 1. 012 fgFG b1 B1 18. 40 ± 0. 975 fgFG b1 B1 41. 09 ± 2. 250 fgFG a1 A1
64 16. 18 ± 0. 487 gFG b1 B1 15. 06 ± 1. 065 ghG b1 B1 36. 72 ± 1. 725 ghGH a1 A1
72 14. 97 ± 1. 027 gFG b1 B1 12. 50 ± 1. 000 ghG c1 C1 33. 25 ± 1. 255 hGH a1 A1
80 13. 01 ± 1. 144 gG b1 B1 10. 86 ± 0. 610 hG c1 C1 31. 57 ± 1. 420 hGH a1 A1
88 11. 99 ± 0. 896 gG b1 B1 9. 09 ± 0. 750 hG c1 C1 30. 26 ± 1. 060 hH a1 A1
2. 2 Bt 蛋白降解影响因子
2. 2. 1 土壤含水量 图 1 显示，土壤在含水量为
25%、50%和 75%的情况下，粉碎叶 Bt 蛋白降解规律
基本一致。75%含水量处理下，Bt 蛋白降解显著快于
25%和 50%含水量处理，在取样第 36 天，75%含水量
处理 Bt 蛋白残留量仅为 31. 44ng / g，25%和 50%含水
量处理下，残留量分别为 56. 37ng / g 和 54. 05ng / g。在
整个取样过程中，25%和 50%含水量处理下的 Bt 蛋白
残留量无显著差异。可见土壤含水量高有利于 Bt 蛋
白降解。
图 1 土壤不同含水量对 Bt 冀 668 粉碎叶 Bt 蛋白降解影响
Fig. 1 Effect of soil water content on Bt protein
degradation in ground leaves of BtJi 668 in soil
2. 2. 2 温度 不同温度处理下，Bt 冀 668 粉碎叶 Bt
蛋白在土壤中的降解动态如图 2。由图 2 看出，25℃
和 35℃处理下降解速率显著快于 5℃和 15℃，第 6 天
时，就分别降解了初始量的 53. 91%和 50. 61%，5℃和
15℃处理只降解了初始量的 18. 32% 和 21. 77%。
25℃和 35℃处理下各取样时间的 Bt 蛋白残留量差异
没有达显著水平，15℃下 Bt 蛋白残留量一直显著低于
5℃，表明低温条件下 Bt 蛋白降解缓慢，高温可促进 Bt
蛋白的降解。
图 2 温度对 Bt 冀 668 粉碎叶 Bt 蛋白降解的影响
Fig. 2 Effect of temperature on degradation of
Bt protein in ground leaves from BtJi 668 in soil
2. 2. 3 土壤微生物 表 3 表明，Bt 冀 668 粉碎叶、蕾样
Bt 蛋白在有菌土中的残留量极显著低于无菌土。第 36
天无菌土处理的粉碎叶 Bt 蛋白残留量为初始量的
45. 89%，和有菌土处理第 6 天的残留量(为初始量的
46. 09%)相当，第 36 天蕾样 Bt 蛋白在无菌土中的残留
量为初始量的 45. 93%，和有菌土降解第 12 天的残留量
(初始量的 45. 65%)相当，说明土壤微生物是影响粉碎
样 Bt 蛋白在土壤中降解的主要因子之一。
71
核 农 学 报 25 卷
表 3 土壤微生物对 Bt 冀 668 粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白降解的影响
Table 3 Effect of soil microorganism on Bt protein degradation in ground
leaves and buds from BtJi 668 in soil (ng / g，M ± SD)
treated time
(d)
粉碎叶样
ground leaf
粉碎蕾样
ground bud
有菌土壤
non-sterilized soil
无菌土壤
sterilized soil
有菌土壤
non-sterilized soil
无菌土壤
sterilized soil
6 231. 41 ± 11. 523 400. 04 ± 10. 473 108. 36 ± 5. 432 160. 18 ± 6. 492
12 151. 29 ± 8. 625 327. 04 ± 6. 485 87. 94 ± 4. 518 124. 48 ± 6. 128
18 108. 26 ± 8. 270 290. 33 ± 6. 880 76. 44 ± 3. 290 111. 73 ± 5. 365
24 82. 45 ± 7. 530 243. 83 ± 7. 025 59. 98 ± 2. 184 92. 46 ± 4. 289
30 70. 85 ± 5. 670 236. 55 ± 8. 760 43. 28 ± 3. 026 90. 11 ± 4. 118
36 60. 05 ± 5. 030 230. 43 ± 7. 900 36. 59 ± 1. 111 88. 47 ± 5. 244
注:表示在有菌土和无菌土处理经历相同时间后，Bt 蛋白残留量在 p < 0. 01 水平差异显著。
Note: indicate significant difference at p < 0. 01 between non-sterilized soil and sterilized soil treatment.
3 讨论
3. 1 Bt 蛋白降解动态
本文所测土壤是自然风干后和粉碎叶、蕾混合在
一起的，其中 Bt 蛋白含量包括粉碎叶、蕾中 Bt 蛋白和
降解过程中释放到土壤中未被分解的 Bt 蛋白 2 个部
分。自由态或游离状态下的 Btk 和 Btt 蛋白不管是在
水培营养液中还是在土壤中，很容易被单一或混合微
生物群体作为碳、氮资源而利用［21］，这也是本研究 Bt
冀 668 粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白在熟土、生土和水中均能
在前期快速降解的原因。研究表明，Bt 蛋白在土壤中
以易于被生物降解的游离态存在的时间并不长［22］，由
于土壤有机质和腐殖质等活性颗粒具有高度特殊的表
面积和离子交换能力［23］，土壤活性颗粒对 Bt 蛋白有
吸附作用［22 ～ 24］，吸附后 Bt 蛋白就不能或极少被土壤
微生物作为碳、氮源利用［25］。Saxena 等［2］通过无菌水
培、灭菌土培和非灭菌土培 3 种不同的方式种植转 Bt
基因玉米 NK4640BT，经 SDS-PAGE 电泳、免疫检测和
生物测定，在 3 种方式种植的玉米根部都发现了
Cry1Ab 蛋白，但培养 25d 后，当水培营养液中有细菌
存在时，用同样 3 种检测法都没有检到其中 Cry1Ab 蛋
白的存在，而 2 种土培玉米根部依然发现 Cry1Ab 蛋
白，这进一步证明游离态的 Bt 蛋白易于微生物降解，
但当 Bt 蛋白与土壤中具有表面活性的微粒结合后，降
低了土壤微生物对其的降解，造成 Bt 蛋白在土壤中长
期存在并富集［9 ～ 11］。因此，与土壤颗粒结合后的 Bt
蛋白阻止了土壤微生物的降解可能是导致本试验中
Bt 蛋白在后期熟土、生土中降解缓慢的重要原因。
Bt 冀 668 粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白在熟土、生土中降
解结果还表明，前期 Bt 蛋白在熟土中降解速率大于生
土，后期又慢于生土，这是由于初期熟土含有机质高，
有利于粉碎样腐解，从而促进了 Bt 蛋白的降解，后期
由于熟土高的有机质和腐殖质等活性颗粒具有高度特
殊的表面积和离子交换能力，进入熟土中的 Bt 蛋白被
活性颗粒吸附结合，减少了其在土壤中的降解，最终使
得熟土中 Bt 蛋白残留量高于生土。姚艳玲等［26］对红
砂土、碱性土、红壤、青紫泥、黄筋泥和小粉土等 6 种常
见土壤与 BtCry1Ab 蛋白的结合情况进行研究，发现不
同类型土壤与 Cry1Ab 蛋白的结合能力不同，而土壤的
颗粒组成(有机质、腐殖质含量等)是造成这种差异的
主要因素。
叶、蕾样 Bt 蛋白在熟土、生土中的降解一直快于
水中，表明 Bt 蛋白的降解与土壤这一基质中复杂的物
理、化学和生物特性密切相关，土壤生物因素和非生物
因素促进了 Bt 蛋白的降解。
3. 2 Bt 蛋白降解影响因子
研究表明土壤含水量相对高的情况下，有利于土
壤物理、化学和生物学过程的进行［23］。本试验中
75%的含水量处理下，Bt 冀 668 粉碎叶 Bt 蛋白的降解
要显著快于 25%和 50%。较高的含水量可使植株残
体在土壤中腐解加快，因此土壤 75%含水量可能通过
促进 Bt 冀 668 粉碎叶在土壤中的腐解，来加速 Bt 蛋
白的降解。这一结果和前人报道的在湿度较大土壤条
件下，Bt 蛋白在不稳定的环境中受各种物理、化学和
生物因素的作用更容易被降解的结果也是一致的［27］。
温度也可显著影响 Bt 冀 668 粉碎叶 Bt 蛋白在土
壤中的降解，低温条件下(5℃、15℃)Bt 蛋白降解缓
慢，在一定温度范围内，高温(25℃、35℃)可促进 Bt 蛋
白降解，这可能与温度影响微生物活性有关。有研究
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Journal of Nuclear Agricultural Sciences
2010，25(1):0014 ～ 0019
证实，土壤中微生物在适宜温度范围内 (15℃ ～
45℃)，温度愈高，微生物活性愈强，但温度过高或过
低，微生物活性均会受到抑制［23］。白耀宇等［28］转 Bt
基因稻粉碎叶中 Bt 蛋白的降解受温度影响的研究也
得出同样的结果。
Bt 冀 668 粉碎叶、蕾样 Bt 蛋白在有菌土中的降解
速率极显著快于无菌土，Palm 等［29］也发现土壤经 γ
射线照射后，其土壤中 Bt 蛋白降解速度明显减慢，表
明土壤微生物是影响 Bt 蛋白在土壤中降解的主要因
子之一。
4 结论
4. 1 Bt 冀 668 粉碎样 Bt 蛋白前期在熟土、生土和水
中均能在快速降解，中后期进入缓慢稳定降解阶段。
在熟土中降解前期快于生土，后期反而慢于生土，使得
Bt 蛋白残留量最终高于生土。水中降解速率最慢。
4. 2 土壤含水量、温度和微生物可显著影响 Bt 冀 668
粉碎样 Bt 蛋白在土壤中的降解速率。75% 含水量、
25℃和 35℃下 Bt 蛋白降解最快，显示一定范围内，高
温、高湿可促进 Bt 蛋白的降解。Bt 蛋白在有菌土中降
解要显著快于无菌土，表明土壤微生物的分解与利用
是 Bt 蛋白快速降解的原因之一。
参考文献:
［1 ］ Sims S R，Ream J E. Soil inactivation of the insecticidal protein
within transgenic cotton tissue: Laboratory microcosms and field
studies［J］. Journal of Agricultural and Food Chemistry，1997，45:
1502 － 1505
［2 ］ Saxena D，Flores S，Stotzky G. Insecticidal toxin in root exudates
from Bt corn［J］. Nature，1999，402:480
［3 ］ Losey J E，Royor L S， Carter M E. Transgenic pollen harms
monarch larvae［J］. Nature，1999，399:214
［4 ］ Saxena D，Stotzky G. Insecticidal toxin from Bacillus thuringiensis is
released from roots of transgenic Bt corn in vitro and situ［J］. FEMS
Microbiology Ecology，2000，33:35 － 39
［5 ］ Saxena D，Stotzky G. Bacillus thuringiensis(Bt)toxin released from
root exudates and biomass of Bt corn has no apparent effect on
earthworms，nematodes，protozoa，bacteria，and fungi in soil［J］.
Soil Biology Biochemistry，2001，33:1225 － 1230
［6 ］ Saxena D，Flores S，Stotzky G. Bt toxin is released in root exudates
from 12 transgenic corn hybrids representing three transformation
events［J］. Soil Biology Biochemistry，2002，34:133 － 137
［7 ］ 孙彩霞，陈利军，武志杰 . Bt 杀虫晶体蛋白的土壤残留及其对
土壤磷酸酶活性的影响［J］. 土壤学报，2004，41(5):761 －
765
［8 ］ Venkateswerlu G， Stotzky G. Binding of the protein and toxin
proteins of Bacillus thuringiensis subsp. kurstaki on clay minerals
［J］. Current Microbiology，1992，25:1 － 9
［9 ］ Flexner J L，Lighthart B，Croft B A. The effects of microbial
pesticides on non － target，beneficial arthropods［J］. Agriculture，
Ecosystems and Environmental，1986，16:203 － 254
［10］ Mcgaughey W H. Insect resistance to the biological insecticide
Bacillus thuringiensis［J］. Science，1985，299:193 － 195
［11］ Tabashnik B E. Evolution of resistance to Bacillus thuringiensis［J］.
Annual Review Entomology，1994，39:47 － 49
［12］ Zwahlen C，Hilbeck A，Gugerli P，Nentwig W. Degradation of the
Cry1Ab protein with transgenic Bacillus thuringiensis corn tissue in
the field［J］. Molecular Ecology，2003，12:765 － 775
［13］ Sims S R， Holden L R. Insect bioassay for determining soil
degradation of Bacillus thuringiensis sub. sp kurstati Cry1A (b)
protein in corn tissue［J］. Environment Entomology，1996，25(3):
659 － 664
［14］ 白耀宇，蒋明星，程家安 . Bt 水稻 Cry1Ab 杀虫蛋白表达的时间
动态及其在水稻土中的降解［J］. 生态学报，2005，25(7):
1583 － 1590
［15］ 王建武，冯远娇，骆世明 . Bt 玉米抗虫蛋白表达的时空动态及
其土壤降解研究［J］. 中国农业科学，2003，36(11):1279 －
1286
［16］ 王树安 . 作物栽培学各论［M］. 北京:中国农业出版社，1994
［17］ Saxena D， Flores S， Stotzky G. Vertical movement in soil of
insecticidal Cry1Ab protein from Bacillus thuringiensis［J］. Soil
Biology Biochemistry，2002，34:111 － 120
［18］ 李汝忠，沈法富，王宗文，王景会，刘承运，申贵芳 . 转 Bt 基因
抗虫棉 Bt 基因表达的时空动态［J］. 山东农业科学，2002，2:7
－ 8
［19］ 崔金杰，夏敬源 . 转 Bt 基因棉对棉铃虫抗性的时空动态［J］.
棉花学报，1999，11(3):141 － 146
［20］ 王保民，李召虎，李斌，田晓莉，段留生，翟志席，何钟佩 . 转
Bt抗虫棉各器官毒蛋白的含量及表达［J］. 农业生物技术学报，
2002，10(3):215 － 219
［21］ Tapp H，Stotzky G. Dot blot enzyme － linked immunosorbent assay
for monitoring the fate of insecticidal toxins from Bacillus
thuringiensis in soil［J］. Applied Environmental Microbiology，
1995，61(2):602 － 609
［22］ Tapp H，Calamai L，Stotzky G. Adsorption and binding of the
insecticidal proteins of Bacillus thuringiensis subsp. kurstaki and
tenebrionis on clay minerals［J］. Soil Biology Biochemistry，1994，
26(6):663 － 679
［23］ 林大仪 . 土壤学［M］. 北京:中国林业出版社，2002
［24］ Crecchio C，Stotzky G. Biodegradation and Insecticidal activity of
the toxin from Bacillus thuringiensis subsp. kurstaki bound on
complexes of montmorillonite-humic acids-Al hydroxypolymers［J］.
Soil Biology Biochemistry，2001，33:573 － 581
［25］ Stotzky G. Persistence and biological activity in soil of insecticidal
proteins from Bacillus thuringiensis and of bacterial DNA bound on
clays and humic acids［J］. Journal of Environment Quality，2000，
29:691 － 705
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