最新科研 （10.588）：一种新型草甘膦降解细菌及其对草甘膦污染土壤中微生物群落的影响

  将菌株Y16C接种到草甘膦污染的土壤中能增加具有草甘膦降解能力的微生物丰富度，从而促进草甘膦从环境中的去除。

  2022年3月12日，华南农业大学陈少华教授团队等人在Journal of Hazardous Materials发表题为《Characterization of a Novel Glyphosate-degrading Bacterial Species, Chryseobacterium sp. Y16C, and Evaluation of its Effects on Microbial Communities in Glyphosate-contaminated Soil》的文章。除草剂草甘膦在农业生产中的广泛使用已导致严重的环境问题。因此，急需一种环境友好的技术解决办法来去除土壤中残留的草甘膦。在本研究中，我们成功地分离出一种新型的菌株Chryseobacterium sp. Y16C，可有效降解草甘膦及其主要代谢物氨基甲基膦酸（AMPA）。我们得知菌株Y16C在4天内可以完全降解400 mg·L-1浓度的草甘膦。动力学分析表明，草甘膦生物降解具有浓度依赖性，最大比降解率、半饱和常数和抑制常数分别为0.91459d-1、15.79796mg·L-1和290.28133 mg·L-1。AMPA被确定为草甘膦降解的主要降解产物，这表明草甘膦首先通过切断其C-N键降解，随后再进行代谢降解。同时，我们还发现菌株Y16C能够耐受和降解的AMPA浓度高达800 mg·L-1。此外，菌株Y16C通过诱导土壤微生物群落的多样性和组成发生轻微变化，间接加速了土壤中草甘膦的降解。综上所述，我们的研究根据结果得出菌株Y16C可当作草甘膦污染土壤生物修复的潜在微生物菌剂。

  译名：一种新型草甘膦降解细菌Chryseobacterium sp. Y16C及其对草甘膦污染土壤中微生物群落影响的评价

  从受有机农药污染的土壤中分离出Chryseobacterium sp. Y16C，进行形态学分析、理化性质测定和16S rDNA基因鉴定分析。进行细胞生长和草甘膦降解分析以及降解动力学分析，同时鉴定培养条件对菌株Y16C草甘膦降解能力的影响。鉴定草甘膦的生物降解产物，鉴定草甘膦在土壤中的生物降解及对微生物群落的影响，最后探究菌株Y16C对草甘膦胁迫下水稻种子萌发的影响。

  从含有400 mg·L-1草甘膦的MSM培养基生长的活性污泥样品中分离出九种不同形态的菌株（补充图 S1）。菌株Y16C表现出最高的草甘膦降解能力，在培养的4天之内从MSM培养基中消除了100%的草甘膦。该菌株为革兰氏阴性菌，在过氧化氢酶、氧化酶、柠檬酸盐利用、硝酸盐还原、溶血和精氨酸二氢化酶试验中呈阳性反应，在厌氧生长、明胶液化、脲酶产生、吲哚产生和硫化氢产生方面呈阴性。菌株Y16C的生理生化特性在补充表S1中。微生物形态分析表明，菌株Y16C在LB琼脂平板上呈黄色，不透明圆形，边缘光滑（补充图 S2A）。扫描电镜观察显示，菌株Y16C的细胞呈棒状，长度为1-3 μm，宽度为0.5-1 μm（补充图S2B）。16S rDNA基因序列分析表明，菌株Y16C属于金黄杆菌属，与Chryseobacterium sp. R6-353具有高度相似性（99.27%）。基于菌株Y16C和其他有代表性的金黄杆菌属菌株16S rDNA基因序列的系统发育关系如图1所示。菌株Y16C的16S rDNA序列已提交至GenBank，登录号为MZ676068。根据菌株Y16C的形态、生理生化特征和16S rDNA基因分析，我们确定菌株Y16C为金黄杆菌属。该菌株保存于中国广东省微生物菌种保藏中心（保藏号码：GDMCCNo. 61817）。微生物降解是一种从环境中去除草甘膦的高效方法。先前已经分离和表征了几种草甘膦降解微生物。在之前的研究中已经分离和表征了几种降解草甘膦的微生物。然而，这些菌株在外界和原位环境中的适应性、生物降解效率等方面往往存在一定的差异。目前已知的主要草甘膦降解菌株一般属于为不动杆菌属、芽孢杆菌属、假单胞菌属和苍白杆菌属。本研究首次发现了金黄杆菌属菌株具有草甘膦降解的能力。前人的研究表明，金黄杆菌属能够降解其他有机污染物。例如， Chryseobacterium sp. PYR2具有多种有机氯农药（OCPs）的降解能力。具体而言，Chryseobacterium sp.PYR2可以在30天内降解80 - 98 %的六氯环己烷（HCH）或1，1，1 -三氯-2，2 -二（4 -氯苯基）乙烷（DDT）的异构体（50mg·L-1）。Zhao等人的研究首次发现，Chryseobacterium aquifrigidense利用氧氟草醚和其他二苯醚除草剂作为唯一碳源。此外，Chryseobacterium sp. JAS14是一种高效的多菌灵（MBC）降解菌，可在培养4到9天内完全降解水和土壤介质和中200 mg·L-1的MBC。菌株Y16C在以400 mg·L-1草甘膦为生长底物的MSM培养基中的细胞生长和草甘膦降解特性如图2所示。我们没观察到滞后期，说明菌株Y16C不需要以草甘膦为底物的驯化期就能够开始生长。与对照相比，不难发现菌株Y16C细胞浓度逐渐增加，同时草甘膦残留率逐渐降低。在第4天，细胞浓度达到最大值，草甘膦被完全去除。与之相反，在未接种的对照中仅观察到轻微水平的草甘膦降解（13.08%）。这可能是由于草甘膦在液体环境中的光降解造成的。

  不同菌株对草甘膦的降解能力不同。Kryuchkova等人从俄罗斯萨拉托夫地区草甘膦处理农田植物根际分离到的Enterobacter cloacae K7菌株。该菌株通过利用草甘膦作为唯一的磷源来生长，并且发现在草甘膦初始浓度为5 mM（845 mg·L-1）时的降解率达到40%。Góngora-Echeverría等人从生物混合液（土壤 -秸秆；1:1，v/v）中分离得到4株可以降解农药的菌株（Ochrobactrum sp.DGG-1-3，Ochrobactrum sp. Ge-14，Ochrobactrumsp. B18和Pseudomonas citronellolis ADA-23B），并将其用于农田农药的生物修复。培养15天后，这4株菌株对50 mg·L-1草甘膦的降解率均超过60%。在另一项研究中，在长期种植抗草甘膦大豆中分离得到了13株利用草甘膦为唯一磷源生长的细菌菌株。其中，Ochrobactrum haematophilum SR和Agrobacterium tumefaciens CHLDO表现出最好的草甘膦降解性能，培养3天后，草甘膦降解率分别达到56%和47%。在前人的研究中，大多数草甘膦降解细菌是使用草甘膦作为单一磷源来分离的。然而，很少有研究使用草甘膦作为单一碳源来筛选草甘膦降解细菌。Singh等人分离出了50种草甘膦降解细菌，除GP1（链霉菌属物种）、GP2（枯草芽孢杆菌）和 GP3（豌豆根瘤菌）外，其平均降解效率都在25%至60%之间。这三个菌株在培养14天后可通过86-90%的250 mg·L-1草甘膦。Góngora-Echeverría等人的研究发现，菌株Ochrobactrum sp.SA，Ochrobactrum sp. SB，Pseudomona sp. SC和Pseudomona sp. SD可以把50 mg·L-1草甘膦作为唯一碳源，在15天时降解效率可达60 %。在本研究中，我们得知的菌株Y16C具有比上述菌株更高的草甘膦降解效率。

  图1. 基于菌株Y16C和其他有代表性的金黄杆菌属菌株16SrDNA序列的系统发育树。

  图2. 菌株Y16C在草甘膦降解过程中的生长。数据点表示一式三份的相同的重复（n = 3），误差线表示这些重复的标准差。

  为了评估降解草甘膦微生物在实际应用中的潜力，分析初始pH值/浓度、接种量、培养温度等培养条件对微生物草甘膦降解特性的影响是十分必要的。菌株Y16C在不同培养条件下的草甘膦降解特性如图3A所示。因此，初始pH值对菌株Y16C降解草甘膦有显著影响。在初始pH7-9范围内，降解效率高于pH为酸性的范围，菌株Y16C在4天内可完全降解400 mg·L-1的草甘膦（p0.001）。在初始pH值为5和6时，草甘膦降解率分别达到 73.63% 和 81.08%。然而，对照组在所有pH水平下的降解率都很低。不同接种生物量浓度下草甘膦降解结果如图3B所示。由此可见，草甘膦降解率随接种量的增加而逐渐增加。菌株Y16C接种量在3 % ~ 5 %之间，3天内能完全降解400 mg·L-1草甘膦。不一样的温度下草甘膦降解情况如图3C所示。在30℃时，不难发现草甘膦降解效率高于其他温度水平下的降解效率。最后，图3D也表明，随着初始草甘膦浓度的增加，降解效率逐渐降低。但在初始草甘膦浓度为50 ~800 mg·L-1时，降解效率较高。如上所述，草甘膦生物降解受到初始 pH值、接种菌株生物量浓度、培养温度和草甘膦浓度以及许多其他因素的影响。pH值是影响微生物草甘膦降解的一个主要的因素。我们的研究根据结果得出，菌株Y16C能够在较大的pH范围（5.0-9.0）内降解草甘膦，且在中性或碱性条件下的降解效率高于酸性条件下的降解效率。这可能是由于较低的pH值影响了草甘膦降解细菌的生长。然而，Fan等人的研究发现弱酸性条件会促进Bacillus cereus CB4的生长和草甘膦的降解。在pH值为6时，菌株Y16C对草甘膦的降解率最高可达94.13%。另一方面，Yu等人的研究发现Bacillus subtilis Bs-15降解草甘膦的最佳pH值为8。培养温度是另一个显著影响草甘膦降解能力的主要的因素。在本研究中，我们得知菌株Y16C的草甘膦降解性能对温度敏感。超过一定限度的温度波动可能会通过影响生物活性来增加或降低草甘膦的去除率，由此减少草甘膦在细胞上的吸附。当温度过低时，这不利于细菌的生长。相反，当温度过高时，细菌生长过快，很快入衰退期。此外，适宜的接种量更有助于草甘膦的降解；接种量过少，会导致菌株生长缓慢，细胞活力低。当接种量过大时，菌株的生长周期缩短，导致生长代谢的底物不足。虽然菌株Y16C可以轻松又有效降解草甘膦，但草甘膦并不是其生长的最佳底物，具有一定的毒性。随着草甘膦浓度的增加，其降解活性也会降低。

  图3. 培养条件对菌株Y16C降解草甘膦能力的影响。A：初始pH；B：接种量；C：培养温度；D：草甘膦浓度；数据点表示三个相同重复的均值（N = 3），误差线表示均值的标准差， ***p 0.001。

  草甘膦初始浓度与菌株Y16C细胞特异性草甘膦降解速率之间的动力学关系如图4A和表S2所示。由于菌株Y16C对草甘膦的降解具有浓度依赖性，因此采用底物抑制模型拟合了不同初始浓度草甘膦的降解速率（q）。通过非线性回归分析确定该模型的动力学参数Ki、Ks和qmax分别为290.28133 mg·L-1、15.79796 mg·L-1和0.91459 d-1。通过计算Ki、Ks的平方根，确定临界抑制剂浓度（Sm）为67.71893 mg·L-1。R2为0.98935，表明实验数据与模型预测吻合较好。AMPA 是草甘膦生物降解产生的主要代谢物。在本研究中，菌株Y16C被证实可以耐受和降解浓度高达800 mg·L-1的AMPA。如图4B所示，随着初始浓度的增加，AMPA的降解速率逐渐降低，说明菌株Y16C对AMPA的降解也符合底物抑制动力学模型。模型的参数Ki、Ks、Sm和qmax对AMPA的抑制作用分别为106.50601 mg·L-1、24.00406 mg·L-1、50.56260 mg·L-1和 0.33271 d-1。这表明菌株Y16C的草甘膦降解活性大于AMPA降解活性。AMPA被土壤颗粒吸附，并能在降雨径流期间通过这一些颗粒移动到河流中。AMPA的毒理学特征与草甘膦相似。最近关于AMPA毒性的研究大多分布在在其对胚胎发育和细胞毒性的影响。有研究表明，AMPA还存在于土壤和沉积物中。因此，对AMPA降解特性的研究也十分必要。Masotti等人的研究评估了从阿根廷抗草甘膦大豆作物区域获得的13种不同细菌的草甘膦和AMPA降解能力。发现九个菌株能够降解AMPA，降解效率在38%和73%之间。AMPA的降解速率被认为高于草甘膦，这可能是由于与草甘膦相比，AMPA的生长速率更高或滞后期更短。相比之下，本研究之后发现菌株Y16C对AMPA的降解效率低于草甘膦。其原因可能是AMPA使菌株Y16C的生长曲线滞后时间延长造成的。

  图4. 菌株Y16C对不同初始浓度草甘膦和氨甲基膦酸（AMPA）的降解动力学。A：草甘膦初始浓度与降解率之间的关系；B：初始AMPA浓度与降解率之间的关系。

  通过UPLC-MS/MS分析鉴定了菌株Y16C的草甘膦生物降解产物（图5）。我们的研究结果与之前文献中报道的大多数结果一致。草甘膦生物降解产物主要有AMPA、乙醛酸、肌氨酸和甘氨酸。AMPA被确定为草甘膦主要的降解产物。根据对草甘膦降解产物的研究结果，推测了菌株Y16C降解草甘膦的途径（图6）。草甘膦首先通过氧化在其碳氮（C-N）键上生成AMPA和乙醛酸。根据前人的研究，这两种代谢产物可能在细菌中进一步降解，生成一些小分子物质，这些小分子物质可以被微生物利用于生长代谢。对于细菌中草甘膦的降解途径已有广泛的研究。目前已知草甘膦在细菌中的降解途径主要有两条。在一条途径中，草甘膦中的C-N键被草甘膦氧化还原酶切割，生成AMPA和乙醛酸盐。乙醛酸盐随后进入TCA循环，并被微生物进一步矿化，而AMPA在随后的反应中继续降解为较小的分子，如甲胺、甲醛和磷酸。在另一条途径中，草甘膦首先被C-P裂解酶裂解为无机磷和肌氨酸，然后肌氨酸在肌氨酸氧化酶的作用下进一步分解为甲醛和甘氨酸。有趣的是，一株草甘膦降解细菌菌株可以同时利用两种降解途径。Ochrobactrum anthropi GPK3主要是通过AMPA途径降解草甘膦，但也能够检测到微量肌氨酸，表明该菌株也能够最终靠破坏C-P键来降解草甘膦。Pseudomonas sp. LBr也出现了同样的现象。草甘膦也可以通过非生物方法降解，例如光降解和化学氧化。Muner等人的研究发现，在碱性条件下，二氧化钛和光照的能够使草甘膦迅速降解，草甘膦的C-P键断裂，产生肌氨酸和甘氨酸。大气中的臭氧（O3）分子是强氧化剂，因此能产生许多羟基自由基。因此还发现臭氧可以轻松又有效地降解草甘膦。在反应的初始阶段，生成乙醇酸、甘氨酸和磷酸。这些中间产物中的大部分随后被降解，并矿化为二氧化碳和水。

  图5. 利用超高效液相色谱-串联质谱（UPLC-MS/MS）对菌株Y16C降解的草甘膦产物做多元化的分析。A：草甘膦降解产物的色谱图；B：AMPA的质谱图。

  将菌株Y16C接种到混合有草甘膦的灭菌和未灭菌土壤中，以评估其在土壤中的降解草甘膦能力，未接种的培养物作为对照。图7显示草甘膦含量在所有处理中随时间慢慢地减少。与对照组相比，接种菌株Y16C能显著促进草甘膦在土壤中的降解（p 0.001）。菌株Y16C在5天内分别降解了灭菌和未灭菌土壤中74.68%和76.20%的草甘膦。然而，在对照中，灭菌和未灭菌土壤中的草甘膦分别只有36.95%和50.16%被降解。无论是不是接种菌株Y16C，未灭菌土壤中的草甘膦降解率均高于灭菌土壤。这可能是土壤中存在别的草甘膦降解细菌。因此，我们的研究根据结果得出，土壤中的原生微生物明显地增强了菌株Y16C的草甘膦降解能力。这表明菌株Y16C与土壤中的原生微生物的协同作用以代谢这种外源性化合物。草甘膦降解过程进一步评估使用表1中提出的一级动力学模型。

  将菌株Y16C接种到灭菌土壤后降解过程的速率常数（k）为0.23173 d-1，半衰期（t1/2）为3.0天。相比之下，未接种的对照组草甘膦的半衰期达到7.5d。在包含菌株Y16C的未灭菌土壤中，k为0.26724 d-1，t1/2为2.6天。在拥有原生微生物群的对照组中，草甘膦的半衰期为4.6天。上述动力学方程的决定系数（R2）均超过0.9，表明实验数据与一级动力学模型较好吻合。这些根据结果得出，接种菌株Y16C后，草甘膦在灭菌和未灭菌土壤中的半衰期均明显降低。这表明了生物降解是草甘膦降解的主要机制，而非生草甘膦降解是次要的。尽管目前已从自然界中分离出许多降解草甘膦的微生物，但由于其在原始生境和在外界的低效率，其修复受草甘膦对环境造成污染的潜力十分有限。因此，对潜在草甘膦降解菌株在土壤中的降解能力也应做评估。迄今为止，仅针对少数细菌进行了草甘膦污染土壤的生物修复研究。Bacillus subtilis Bs-15在无菌土壤中能够降解66.97%的草甘膦，在未灭菌土壤中能够降解71.57%的草甘膦，表明其具草甘膦污染土壤的生物修复潜力。Achromobacter sp. Kg16和Ochrobactrum anthropi GPK3在草甘膦含量为推荐剂量十倍的土壤中表现出较高的活力。这些根据结果得出，这些菌株可用于以高效、生态安全和快速的方式对受草甘膦污染的土壤进行生物修复。同时，还通过微宇宙试验评估了Ochrobactrum haematophilum P6BS-III和Rhizobium sp. P44RR-XXIV两株菌株对草甘膦的去 除效果。根据结果得出，与未接种的土壤相比，仅接种细菌的土壤微宇宙没有显示出显著差异。然而，植物-细菌联合的微生态系统显示草甘膦浓度明显降低。Rodríguez等人的研究发现，在接种Lysinibacillus sphaericus 30天后，土壤中草甘膦和AMPA含量分别下降了75% 和78%。与上述菌株相比，菌株Y16C在土壤中的降解效率基本高于大多数草甘膦降解菌，并首次报道了利用黄杆菌属微生物进行草甘膦生物修复。

  土壤微生物是影响土壤生物肥力的核心因素，也是土壤生命活动的调节因子。农业ECO的可持续性主要根据土壤微生物群落的丰富度和生物活性。前人的研究已经证实，残留在土壤中的农药不仅直接影响植物生长，还会破坏土壤微生物群落的结构和功能。在本研究中，我们通过生物信息学工具分析了在含有草甘膦的未灭菌土壤中接种或未接种菌株Y16C的微生物群落，结果如表S3所示。Alpha多样性是指特定环境或生态系统内的物种多样性，主要反映物种的丰富度、均匀度和测序深度。不同处理间基于Chao1指数的Alpha多样性分析结果如图S3所示。能够最终靠绘制稀疏曲线、统计特征丰富度、比较不同样品的稀释曲线，直观地看出不同样品间物种多样性的差异。稀有率曲线直接反映测序数据量的合理性，间接反映样品中物种的丰度。当曲线平坦时，认为测序数据量相当充足，获得更加多的测序数据很可能只会产生少量的新物种/特征值。如图S3所示，所有不同处理的样品的稀疏曲线逐渐平坦，表明样品测序深度充足。Beta多样性是指不同环境群落之间的物种差异。基于不同样本之间的非度量多维尺度（NMDS）的Beta多样性分析结果如图S4所示。如图S4所示，菌株Y16C处理与对照组的微生物群落组成存在一定差别。还使用SILVA和NT-16S数据库进行物种分类分析，以确保注释结果的完整性和准确性。根据注释结果和每个样本的特征，得到了在界、门、纲、目、科、属、种等水平的丰富度列表。结果如图8和图S5所示，在门水平上，放线菌门、变形菌门和酸杆菌门在整个培养期间占据主导地位，并且5天内没有显著变化。接种菌株 Y16C一天后，拟杆菌门丰富度明显地增加。在属的水平上，热图显示金黄杆菌属、Solirubrobacter属、类诺卡氏菌属和链霉菌属发生了显著的改变，这表明了这些属的微生物物种对草甘膦的胁迫有明显的响应。重要的是，在将菌株Y16C接种到含有草甘膦的土壤中后，金黄杆菌属的丰富度明显地增加（表 S4），这表明菌株Y16C在与土壤原生微生物的竞争中会胜出，并在草甘膦污染的土壤中定殖。此外，Circos图表示了样本与物种之间的对应关系，反映了每个样本中优势物种的组成比例以及不同样本组中每个优势物种的分布比例。基于Circos图不同样本之间前五个门水平上的丰富度信息如图S6所示。所有样品中生物群落主要由放线菌门、变形菌门、酸杆菌门、浮霉菌门和绿弯菌门组成。其中，所有样品中浮霉菌门的丰富度随着草甘膦的添加而逐渐降低。然而，在接种菌株Y16C后，放线菌门的丰富度跟着时间的推移逐渐增加。这表明菌株Y16C能增加放线菌门的丰富度，加速草甘膦在土壤中的降解。

  为探讨菌株Y16C对草甘膦胁迫下水稻种子萌发的影响，设置了不同初始草甘膦浓度和不同菌株Y16C接种生物量共12个处理。草甘膦对水稻种子的发芽率和发芽势有显著的抑制作用（p 0.05）。随着草甘膦浓度的增加，抑制作用越来越明显。接种菌株Y16C促进了草甘膦胁迫下水稻种子的萌发，表现为随着接种菌株生物量浓度的增加，发芽势和发芽率均增加（图9A-C）。此外，还测定了水稻种子中草甘膦的残留量。如图9D所示，与未接种菌株Y16C的处理相比，接种菌株Y16C后水稻种子中的草甘膦残留量明显降低。这一结果进一步证实了菌株Y16C可以显著缓解水稻中草甘膦的毒性。草甘膦通过通过作用于5-烯醇式丙酮酰莽草酸-3-磷酸合成酶（EPSPS）从而干扰芳香族氨基酸的合成来杀死不需要的植物。然而，草甘膦对植物生理也有一些次要或间接的影响，例如光合作用、碳代谢、矿物质营养和氧化作用。Mondal等人的研究评估了草甘膦对豌豆种子萌发及幼苗的生理生化特性的影响。处理3天后发现对照组（0 mg/L）的幼苗发芽率为100%；然而，在草甘膦浓度为3 和 4 mg/L时，发芽率分别降低到55%和40%。另一项研究表明，在草甘膦污染的农田中施加蚯蚓粪（EWCs），有利于草甘膦从土壤-作物系统中消散，从而缓解其对作物生长的伤害。有趣的是，本研究中的菌株Y16C也表现出了类似的结果。Soares等人的研究证明了叶面喷施硝普钠促进了番茄的生长发育，并明确分离出暴露于除草剂的植株。然而，通过微生物缓解除草剂对植物毒性的研究仍然十分有限。在一项研究中，Huang等人的研究分离出可降解咪草烟的Pseudomonas sp. IM4。发现接种菌株IM-4可缓解咪草烟对玉米生长的植物毒性作用。基于前人的研究，金黄杆菌属的成员被认为是与植物生长促进活动相关的重要细菌群。Chryseobacterium hispalense可以合成吲哚-3-乙酸（IAA）以促进橄榄根系的生长。其中一些金黄杆菌属的成员可以分泌蛋白酶、果胶酶、几丁质酶、铁载体，抵御植物真菌性病害。以上研究的结果为菌株Y16C缓解水稻种子草甘膦的毒害提供了可靠依据。在我们的研究中，有两个原因可以解释菌株Y16C对水稻种子草甘膦植物毒性的缓解作用。首先，菌株Y16C通过降解培养液中的草甘膦来降低其浓度，从而能够改善种子萌发的环境条件。其次，菌株Y16C具有促生长作用，可分泌一定的促生长和抗氧化物质，从而增强水稻种子对草甘膦胁迫的抵抗力。

  图9. 菌株Y16C缓解水稻种子草甘膦毒害的效果。A：不同处理对水稻种子萌发的影响；B：不同处理水稻种子的发芽率；C：不同处理水稻种子的发芽势；D：不同初始草甘膦浓度处理水稻种子时草甘膦的残留量。

  在本研究中，我们分离和表征了一种新型菌株Chryseobacterium sp. Y16C。该菌株可以在800 mg·L-1的浓度下利用和降解草甘膦及其主要代谢物AMPA。这是第一次关于金黄杆菌属降解草甘膦的研究。根据对代谢产物的分析，草甘膦首先裂解C-N键，随后被菌株Y16C代谢。此外，将菌株Y16C接种到草甘膦污染的土壤中能增加具有草甘膦降解能力的微生物丰富度，从而促进草甘膦从环境中的去除。还有必要注意一下的是，菌株Y16C可以显著缓解草甘膦对水稻种子的毒害，促进种子萌发。总而言之，这些根据结果得出菌株Y16C作为生物修复剂在草甘膦污染土壤中具有很大的促进植物生长的潜力。