殘留酰胺類(lèi)除草劑降解的研究進(jìn)展

王 新，侯佳文，柳文睿，鮑 佳

（沈陽(yáng)工業(yè)大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，沈陽(yáng)110870）

近年來(lái)隨著科技不斷進(jìn)步，酰胺類(lèi)除草劑技術(shù)也日趨成熟，該類(lèi)除草劑的使用量逐年增大。酰胺類(lèi)除草劑主要包括異丙甲草胺、乙草胺、甲草胺、丙草胺［1］，可防除一年生禾本科雜草和部分闊葉雜草，玉米、大豆、棉花等多種作物均可使用。但在殺滅大量雜草、提高作物產(chǎn)量的同時(shí)，也暴露出了過(guò)量使用潛在的問(wèn)題。如雜草對(duì)除草劑的抗性增強(qiáng)，農(nóng)田和周?chē)鷳B(tài)環(huán)境被污染，威脅著人類(lèi)健康和生命安全［2］。這些棘手問(wèn)題對(duì)雜草的有效治理和現(xiàn)代農(nóng)業(yè)生產(chǎn)構(gòu)成了巨大威脅［3］。本文簡(jiǎn)述了酰胺類(lèi)除草劑的使用概況，綜述了該類(lèi)除草劑的降解方式及微生物所屬類(lèi)群、降解途徑等的研究進(jìn)展，為修復(fù)酰胺類(lèi)除草劑污染環(huán)境的應(yīng)用提供一定的理論依據(jù)。

1 酰胺類(lèi)除草劑的使用概況

根據(jù)化學(xué)結(jié)構(gòu)和生理活性的不同，酰胺類(lèi)除草劑可分為氯乙酰胺類(lèi)和芳族酰胺類(lèi)兩類(lèi)，其中氯乙酰胺類(lèi)除草劑占較大比例。氯乙酰胺類(lèi)除草劑是一類(lèi)分子結(jié)構(gòu)有氯乙酰胺基團(tuán)的高效除草劑，使用量居世界第三位。其中以甲草胺、乙草胺、丁草胺和異丙甲草胺的銷(xiāo)售量最大［4，5］。這種除草劑在施入表層土壤后，主要通過(guò)嫩枝或根系進(jìn)入雜草內(nèi)，通過(guò)抑制雜草細(xì)胞分裂，導(dǎo)致雜草死亡。由于其化學(xué)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，水溶性強(qiáng)，易通過(guò)入滲進(jìn)入水土，造成地表水和土壤污染［6］，再通過(guò)食物鏈的富集作用等，危害生態(tài)系統(tǒng)和人類(lèi)健康，嚴(yán)重威脅生態(tài)環(huán)境安全。

2 酰胺類(lèi)除草劑的降解方式

目前市場(chǎng)上使用的除草劑均是合成化學(xué)除草劑。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)施用后，除草劑殘留組分不可避免地進(jìn)入生態(tài)環(huán)境，污染環(huán)境［7］，因此必須做好除草劑的降解工作。土壤中殘留的酰胺類(lèi)除草劑有多種降解方法，其中最重要的降解方法是生物降解。

2.1 光降解

光降解是農(nóng)藥及其中間體在環(huán)境中一種重要的降解途徑，按光化學(xué)反應(yīng)過(guò)程可分為直接光解和間接光解。農(nóng)藥分子在吸收光能后呈激發(fā)態(tài)并與周?chē)h(huán)境中純水或飽和烴發(fā)生的光解都是直接光解。目前報(bào)道的有利用紫外光、汞燈、太陽(yáng)光、氙燈4種光源來(lái)研究酰胺類(lèi)除草劑在水體中的降解。由于農(nóng)藥分子中一般含有C-C、C-H等鍵，而這些鍵的離解正好在太陽(yáng)光的波長(zhǎng)能量范圍內(nèi)，因此農(nóng)藥在吸收光子之后變成激發(fā)態(tài)的分子，導(dǎo)致鍵斷裂，從而發(fā)生光解反應(yīng)［8］。表1為不同光源照射下酰胺類(lèi)除草劑的降解率。間接降解是環(huán)境中存在的某些物質(zhì)在吸收光能后呈現(xiàn)激發(fā)狀態(tài)，再誘發(fā)本身不吸收太陽(yáng)光的農(nóng)藥參與反應(yīng)的光解都是間接光解。間接光解包括光猝滅、光敏化和光誘導(dǎo)降解3種，其中光猝滅反應(yīng)的降解過(guò)程是由光猝滅劑的作用而致，其過(guò)程［9］為：

M*+Q→（MQ）*→M+Q*（Q：猝滅劑）

表1 不同光源照射下酰胺類(lèi)除草劑的降解率

2.2 化學(xué)分解

化學(xué)分解是殘留的酰胺類(lèi)除草劑的主要降解方式之一，降解方式包括氧化、還原、水解以及形成難溶性鹽類(lèi)與絡(luò)合物等。當(dāng)土壤中的高價(jià)金屬離子Ca+2、Mg+2、Fe+2等含量高時(shí)，一些除草劑分子能與這些離子發(fā)生反應(yīng)，形成難溶性鹽類(lèi)；有的除草劑則與土壤中的鈷、銅、鐵等形成穩(wěn)定的絡(luò)合物而殘留于土壤中。酰胺類(lèi)除草劑在酸性土壤中就是通過(guò)水解作用而逐步消失的［14］。表2列舉了4種化學(xué)分解方法對(duì)酰胺類(lèi)除草劑的去除效果，下文對(duì)其作用機(jī)理進(jìn)行詳細(xì)說(shuō)明。

表2 化學(xué)分解對(duì)除草劑的降解效果

1）石墨烯/TNAs光電極。在光照條件下，TiO2光催化劑的表面產(chǎn)生的光生電子（e?）易被水中溶解氧等氧化物質(zhì)捕獲生成超氧自由基（O2·），產(chǎn)生的光生空穴（h+）則被水中的OH-捕獲生成·OH［19］。這些高氧化性的基團(tuán)會(huì)氧化去除水體中的有機(jī)物，此為T(mén)iO2光催化降解有機(jī)物的重要機(jī)制。因此，研究TNAs光電極光電催化過(guò)程中羥基自由基的生成規(guī)律可以反應(yīng)出TNAs光電極光催化降解反應(yīng)機(jī)理。弱熒光物質(zhì)-對(duì)苯二甲酸可以迅速捕獲生成的·OH，生成強(qiáng)熒光產(chǎn)物-鄰羥基對(duì)苯二甲酸，當(dāng)對(duì)苯二甲酸濃度低于10-3mol/L時(shí)，峰值強(qiáng)度主要由生成的羥基對(duì)苯二甲酸引起的并且與生成量成正比［20］。反應(yīng)機(jī)理如圖1所示。

圖1 石墨烯/TNAs光電極反應(yīng)機(jī)理

2）厭氧折流板反應(yīng)器。如圖2所示，厭氧折流板反應(yīng)器進(jìn)水后，水流在折流板的作用下，在反應(yīng)室中上下折流前進(jìn)并逐個(gè)通過(guò)反應(yīng)室的污泥床層，使得進(jìn)水中的污染物與微生物接觸而得以降解去除［21］。

圖2 厭氧折流板反應(yīng)器結(jié)構(gòu)圖

3）電催化氧化技術(shù)。電催化氧化技術(shù)按電極作用方式可分為直接氧化和間接氧化2種。直接氧化是在電化學(xué)反應(yīng)的過(guò)程中，污染物直接在電極表面進(jìn)行電子傳遞，與水中污染物進(jìn)行反應(yīng)，使得污染物被降解。間接氧化是利用陽(yáng)極表面產(chǎn)生的·OH等強(qiáng)氧化劑與污染物接觸，進(jìn)而使污染物被氧化。

4）Fenton試劑氧化法。Fenton試劑是一種由H2O2和Fe2+構(gòu)成的氧化體系，在一定的pH（通常為2～5）條件下，F(xiàn)e2+會(huì)催化分解H2O2，使其產(chǎn)生·OH，從而氧化分解有機(jī)物［22］。

2.3 生物降解

生物降解包括動(dòng)物、植物、微生物降解。微生物降解是大多數(shù)除草劑降解的最主要方式，真菌、細(xì)菌與放線(xiàn)菌產(chǎn)生的有機(jī)物或與農(nóng)藥直接反應(yīng)進(jìn)行降解。圖3為農(nóng)藥在環(huán)境中的去向流程圖，土壤中殘留的大部分農(nóng)藥主要由微生物對(duì)其進(jìn)行降解，小部分被植物所吸收，并在植物體內(nèi)進(jìn)行降解。

圖3 農(nóng)藥在環(huán)境中的去向流程圖

2.3.1 除草劑的微生物降解在微生物作用下，除草劑的分子結(jié)構(gòu)進(jìn)行脫鹵、水解、氧化、環(huán)羥基化與裂解等反應(yīng)，這些反應(yīng)使除草劑的活性降低或喪失，進(jìn)而去除土壤中殘留的除草劑。目前國(guó)內(nèi)外已分離篩選到多株酰胺類(lèi)除草劑降解菌株（表3），如分離自水稻田土壤的副球菌（Paracoccussp.）FLY-8能夠同時(shí)降解并利用6種氯乙酰胺類(lèi)除草劑作為碳源生長(zhǎng)，并因除草劑分子結(jié)構(gòu)中側(cè)鏈的差異而具有不同的降解速率［23］；紅球菌（Rhodococcussp.）T3-1、戴爾福特菌（Delftisp.）T3-6和鞘脂菌（Sphingobiumsp.）

表3 可降解酰胺類(lèi)除草劑的微生物種類(lèi)、降解機(jī)理及其降解特性

MEA3-1［24］的菌群分離自受乙草胺污染土壤，能夠通過(guò)共代謝的方式聯(lián)合礦化甲草胺、乙草胺和丁草胺。研究表明在各種微生物酶的催化下該類(lèi)除草劑發(fā)生脫氯、羥基化、N-脫烷基和C-脫烷基等生理生化過(guò)程，目前已報(bào)道的微生物降解該類(lèi)除草劑主要為細(xì)菌代謝途徑和真菌代謝途徑，其中細(xì)菌代謝途徑又分為厭氧谷胱甘肽-共軛脫氯途徑和好氧脫烷基及苯環(huán)開(kāi)環(huán)途徑［25］。

2.3.2 除草劑的植物修復(fù)植物修復(fù)是近年來(lái)興起的一種新方法，該方法經(jīng)濟(jì)、有效，利用植物吸收并累積土壤、水中的污染物并達(dá)到去除的目的。植物根的多種分泌物均可促進(jìn)除草劑降解，各種酶，如脫鹵酶、硝基還原酶、過(guò)氧化酶等直接作用藥劑；分泌的酚類(lèi)物質(zhì)對(duì)降解菌有化感作用，可誘導(dǎo)微生物富集；分泌的一些酸性物質(zhì)和生物表面活性劑可溶解疏水性物質(zhì)，增加微生物與藥劑的接觸機(jī)會(huì)。另外，植物可改善土壤的理化性質(zhì)，延長(zhǎng)藥劑在土壤中的滯留時(shí)間，加大與微生物接觸機(jī)會(huì)［34］。虞云龍等［35］通過(guò)對(duì)根際土壤和非根際土壤中丁草胺降解的研究發(fā)現(xiàn)，棉花、水稻、小麥和玉米的種植明顯促進(jìn)了丁草胺的降解，其降解半衰期縮短了26.6%～57.2%。目前，植物對(duì)土壤中農(nóng)藥的修復(fù)主要有3種機(jī)制理論［36］：植物直接吸收并在植物組織中積累非植物毒性的代謝物；植物釋放酶到土壤中，促進(jìn)土壤中農(nóng)藥的生物化學(xué)轉(zhuǎn)化作用；植物根際微生物的聯(lián)合代謝礦化作用。

2.3.3 除草劑的動(dòng)物降解有研究報(bào)道，利用蚯蚓分解處理含有重金屬、有機(jī)污染物及病原菌的污泥效果很好，且經(jīng)濟(jì)方便。對(duì)于土壤中的除草劑，蚯蚓對(duì)土壤顆粒的吞咽與包被等機(jī)械作用、吸收和分解作用、蚯蚓代謝產(chǎn)物及其對(duì)微生物的影響會(huì)促進(jìn)其降解，加快解毒速度［37］。對(duì)乙草胺和丁草胺而言，在室內(nèi)接種蚯蚓可使降解半衰期分別縮短2.2～2.3 d和1.1～1.3 d［38］。

3 以微生物為例分析酰胺類(lèi)除草劑的降解途徑

研究者已經(jīng)篩選到種類(lèi)多樣的氯乙酰胺類(lèi)除草劑降解菌株，不僅研究了其降解特性，還對(duì)該類(lèi)除草劑的降解途徑進(jìn)行了深入分析。目前已報(bào)道的微生物降解該類(lèi)除草劑主要為細(xì)菌代謝途徑和真菌代謝途徑。

3.1 乙草胺的代謝途徑

侯穎［39］將T3-1、T3-6和MEA3-1三株菌株同時(shí)接種到含25 mg/L乙草胺的無(wú)機(jī)鹽培養(yǎng)基中，在30℃、180 r/min條件下培養(yǎng)24 h，后經(jīng)紫外檢測(cè)，培養(yǎng)液二氯甲烷抽提物，發(fā)現(xiàn)乙草胺已被完全降解，并且抽提后的培養(yǎng)液中也沒(méi)有新的產(chǎn)物出現(xiàn)。因此，乙草胺的完全降解確實(shí)需要T3-1、T3-6和MEA3-1三個(gè)菌株的共同作用，其代謝途徑如圖4所示。即首先T3-1菌株切斷了乙草胺分子中乙氧甲基和苯胺環(huán)上N原子之間的C-N鍵，形成中間產(chǎn)物CME?PA，然后在菌株T3-6的作用下，使其C-N鍵發(fā)生斷裂生成中間產(chǎn)物MEA和氯乙酸（Cl-CH2-COOH），最后在菌株MEA3-1的作用下，中間產(chǎn)物MEA被完全礦化生成CO2和H2O。

圖4 乙草胺的化學(xué)結(jié)構(gòu)式及降解途徑［39］

3.2 丙草胺的代謝過(guò)程

楚小強(qiáng)［33］通過(guò)試驗(yàn)分析發(fā)現(xiàn)丙草胺的主要降解產(chǎn)物為2-氯-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（A），菌株BD-1對(duì)丙草胺可能降解途徑為：丙草胺分子中丙氧基乙基和苯胺環(huán)上N原子之間的C-N鍵發(fā)生斷裂，生成主要產(chǎn)物A；該物質(zhì)上的氯被羥基取代生成2-羥基-2'，6'-二乙基乙酰苯胺，該物質(zhì)進(jìn)而脫2-羥乙?；?，6-二乙基乙酰苯胺，這是丙草胺的主要降解途徑（圖5）。

圖5 丙草胺的化學(xué)結(jié)構(gòu)式及降解途徑［33］

3.3 異丙甲草胺的代謝過(guò)程

董旸［30］根據(jù)質(zhì)譜結(jié)果初步推測(cè)菌株Y4-6對(duì)異丙甲草胺的第一步降解產(chǎn)物為2-甲基-6-己基-2-氯乙酰苯胺（CMEPA）。可以推測(cè)在菌株Y4-6的作用下發(fā)生了C-N鍵斷裂，使其異丙甲草胺脫去一個(gè)C4H9O－基團(tuán)而生成產(chǎn)物CMEPA（圖6）。

圖6 異丙草胺的化學(xué)結(jié)構(gòu)式及降解途徑［30］

3.4 丁草胺的代謝過(guò)程

楚小強(qiáng)［33］通過(guò)質(zhì)譜分析表明菌株BD-1對(duì)丁草胺的降解途徑可能有3條，其中重要一條為：丁草胺脫丁氧甲基生成2-氯-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（B），然后該物質(zhì)上的氯被羥基取代生成2-羥基-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（D），（D）物質(zhì)又脫羥乙?；?，6-二乙基苯胺（E），而（E）則有可能被氧化苯環(huán)上加羥基生成4-氨基-3，5-二乙基苯酚（F）。丁草胺的主要降解途徑如圖7所示。

圖7 丁草胺的化學(xué)結(jié)構(gòu)式及降解途徑［33］

4 存在問(wèn)題及展望

一直以來(lái)，酰胺類(lèi)除草劑存在著很多問(wèn)題，如藥劑自身的毒性問(wèn)題，生產(chǎn)中產(chǎn)生的“三廢”以及除草劑中所含的雜質(zhì)等問(wèn)題，給環(huán)境造成了一定危害。盡管除草劑存在一些問(wèn)題，但在相當(dāng)長(zhǎng)的一段時(shí)間內(nèi)仍會(huì)有一定的市場(chǎng)。因此必須正視此類(lèi)除草劑存在的問(wèn)題，并積極尋找新的更有效和安全的替代品種，特別是取代氯乙酰胺類(lèi)除草劑的品種。如被用于芽后防除闊葉雜草的三氟甲磺隆、氟丁酰草胺等極有可能替代氯乙酰胺類(lèi)除草劑［40］。通過(guò)引入微生物除草劑降解基因，構(gòu)建轉(zhuǎn)基因作物來(lái)提高農(nóng)作物的除草劑抗性，或者利用轉(zhuǎn)基因植物進(jìn)行原位修復(fù)正成為除草劑污染治理的另一個(gè)重要發(fā)展方向。但是轉(zhuǎn)基因作物的構(gòu)建和應(yīng)用存在很大的局限性，還不能完全解除除草劑毒害。因此構(gòu)建具備完善降解體系的轉(zhuǎn)基因作物面臨巨大挑戰(zhàn)，這也使得進(jìn)一步探究微生物的完整降解途徑及克隆整套降解基因的研究更加迫切。