敵草隆土壤環(huán)境行為研究進展

于嘉興，劉旭東，韓 磊，羅 躍，吳小毛

(貴州大學(xué) 農(nóng)學(xué)院 植物保護系，貴陽 550025)

敵草隆(diuron)，化學(xué)名稱為N'-(3,4-二氯苯基)-N,N-二甲基脲，是一種植物光合作用抑制劑，通過植物根部吸收并快速擴散至莖、葉，使植物不能進行光合作用，從而達到除草目的[1]。敵草隆能有效防除一年生和多年生雜草，是一種應(yīng)用廣泛的除草劑[2]。研究表明，敵草隆可干擾人體內(nèi)分泌系統(tǒng)，具有致癌、致突變及影響人體代謝的危害，對人類存在潛在毒性[3-5]。農(nóng)藥施用到田間后，大部分將進入大氣、土壤和水體環(huán)境。法國、荷蘭、日本等國家在水中相繼檢測出敵草隆，美國和加拿大也將敵草隆列為環(huán)境污染物重點監(jiān)測對象，同時，美國環(huán)保局宣布對敵草隆限量使用[6-12]。土壤是敵草隆在環(huán)境中的主要歸宿，其在土壤環(huán)境中的殘留可能會隨雨水滲透地表而污染地下水，帶來潛在生態(tài)風險[13]。敵草隆在土壤介質(zhì)中的行為與潛在影響已日益成為研究者關(guān)注的焦點?；诖?，本文主要綜述了敵草隆在土壤環(huán)境中的吸附、降解及歸趨，分析了影響敵草隆在土壤中環(huán)境行為的主要因素，對探明敵草隆在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化提供參考。

1 敵草隆在土壤中的吸附行為

土壤吸附能力是評估土壤中農(nóng)藥殘留量的重要指標[14]。目前，農(nóng)藥吸附作用存在傳統(tǒng)吸附與分配吸附兩種理論。傳統(tǒng)吸附理論指農(nóng)藥與土壤顆粒物表面的吸附位點通過分子間作用力發(fā)生相互作用，分配吸附理論指噴灑的農(nóng)藥通過水溶液與土壤有機質(zhì)之間互相分配的方式實現(xiàn)吸附作用[15]。研究表明，土壤對取代脲類除草劑的吸附能力受土壤成分、酸堿度、溫度、農(nóng)藥本身性質(zhì)等條件影響[16]。

1.1 吸附模型

土壤有機質(zhì)及土壤顆粒對敵草隆的吸附，一方面增加了敵草隆在土壤中的殘留量，另一方面降低了其在土壤中的遷移性和生物活性。敵草隆在土壤中的吸附行為通常用弗倫德利希(Freundlich)吸附模型和線性吸附模型擬合[17-20]。

Freundlich吸附模型：Cs=Kf×Ce1/n；線性吸附模型：Cs=Kd×Ce。式中：Cs為吸附平衡時土壤對供試物的吸附含量(mg/kg)；Ce為吸附平衡時水相中的供試物濃度(mg/L)；Kf、Kd為土壤吸附平衡常數(shù)；n為經(jīng)驗常數(shù)。

Kf、Kd是定量判斷敵草隆在環(huán)境中遷移能力的重要參數(shù)。Kf、Kd值越大，敵草隆在土壤中的吸附固定能力越強，遷移能力越?。环粗?，敵草隆在土壤中的吸附固定能力越弱，遷移能力越大。許多研究報道了敵草隆在不同土壤環(huán)境中Kf、Kd值的不同，說明不同性質(zhì)土壤對敵草隆的吸附、遷移能力產(chǎn)生了不同程度的影響[20-21]。

1.2 影響敵草隆吸附的因素

1.2.1 土壤有機質(zhì)的影響

土壤有機質(zhì)中的腐殖酸含有大量活性基團，如羥基、羧基、銨基、甲氧基等，這些基團以范德華力、配位基交換、氫鍵、化學(xué)鍵、配位鍵等作用力與敵草隆相結(jié)合，產(chǎn)生吸附作用[22]。土壤有機質(zhì)含量是決定土壤對農(nóng)藥吸附性能的主要因素，有機質(zhì)含量越高，越有利于農(nóng)藥的吸附，吸附模型常數(shù)Kf值越大[23-26]。余向陽等[17]研究發(fā)現(xiàn)，將土壤有機質(zhì)從0.1%升高到1%，Kf從25.3升高到500。由于不同區(qū)域的環(huán)境條件具有差異性，即使理化性質(zhì)相近的土壤，其Kf也可能有較大的差異。Liu等[21]研究發(fā)現(xiàn)，敵草隆在中國典型黃土中的Koc值為1 537.49，而Kodesova等[27]發(fā)現(xiàn)，其在捷克共和國黃土中的Koc值為205，兩者相差近7.5倍。比較研究結(jié)果表明，敵草隆在土壤中的吸附行為受土壤性質(zhì)和不同地區(qū)環(huán)境條件的影響。此外，土壤有機質(zhì)包括水溶性和非水溶性有機質(zhì)兩大類，由于土壤中水溶性有機質(zhì)含量極少，有機質(zhì)類型對土壤吸附能力的影響差異不顯著[28]，但是當土壤含水率較高時，敵草隆能夠與土壤中水溶性有機質(zhì)發(fā)生相互作用，于土壤液相中遷移轉(zhuǎn)化[29]。

1.2.2 土壤pH的影響

土壤pH是影響農(nóng)藥吸附的重要因素，酸堿性不同的土壤對農(nóng)藥吸附能力不同。土壤pH不僅影響敵草隆自身分解，還影響微生物對敵草隆的利用[30]。大量研究表明，降低pH，有利于土壤對敵草隆的吸收，這是由于土壤中的活性基團質(zhì)子化，土壤表面的敵草隆分子吸附位點增加；相反，提高土壤pH，土壤活性基團發(fā)生電離，敵草隆分子與水分子對土壤表面吸附位點進行競爭，從而降低土壤對敵草隆的吸附。Chagas等[31]認為Ca2+、Mg2+可改變敵草隆的吸附性和控制雜草效率。此外，有報道表明土壤pH對敵草隆吸附無顯著影響[32]，一方面有機質(zhì)含量較高的土壤對pH變化有較好的緩沖能力，另一方面敵草隆為取代脲類除草劑，中性條件下，氧化和水解較為穩(wěn)定，酸、堿介質(zhì)中則易發(fā)生水解，進而導(dǎo)致酸堿條件下溶液中敵草隆含量較低。

1.2.3 土壤黏粒的影響

土壤黏粒是土壤中顆粒最細小、性質(zhì)最活躍的部分，較大的比表面積決定了其表面活性比砂土類、壤土類強。Phongsakon等[33]對4種菠蘿種植土壤理化性質(zhì)分析發(fā)現(xiàn)砂質(zhì)壤土對敵草隆的吸附率最低。Bmma等[34]研究了敵草隆在肯尼亞3種典型農(nóng)業(yè)土壤中的吸附，得出土壤黏粒含量與敵草隆吸附量成正相關(guān)。一些報道表明，黏土礦物表面的大量吸附位對敵草隆影響較小，這是由于敵草隆為苯脲類除草劑，屬非離子型化合物，在水土體系中很難與水分子在土壤礦物質(zhì)的吸附點上競爭，故敵草隆在這種類型土壤中具有較高的移動性[35-36]。此外，研究表明土壤黏粒也影響土壤化合物與微生物間的相互作用，進而影響農(nóng)藥在土壤中的吸附[37]。這是由于土壤顆粒的比表面積不同，其對降解菌的吸附量不同，故對農(nóng)藥的吸附能力也不同[38]。目前，針對敵草隆降解菌在不同土壤中的吸附研究還較少，有待探究敵草隆吸附受相同因素影響。

1.2.4 土壤溫度的影響

土壤溫度對敵草隆Kf變化有顯著影響，多數(shù)情況下，土壤對農(nóng)藥的吸附能力隨著溫度的升高而降低。這是由于較高的溫度提高了農(nóng)藥的水溶性，從而降低農(nóng)藥在土壤中的吸附趨勢[21]。如Liu等[21]發(fā)現(xiàn)當溫度從298 K升高到318 K，Kf值分別從14.34降至4.99 (水稻土壤)，33.57降至11.16 (黑土壤)，25.98降至18.00 (黃土壤)。孫航等[32]通過對比試驗發(fā)現(xiàn)，不添加生物炭的黃土對敵草隆的吸附量隨著溫度的升高而降低，并表明其過程為放熱反應(yīng)。同時，溫度的升高會導(dǎo)致土壤表面的敵草隆吸附位點減少，這是由于溫度升高，大量腐殖質(zhì)被吸附到土壤表面，此時腐殖質(zhì)與敵草隆形成競爭吸附，進而阻礙了敵草隆在土壤中的吸附。

1.2.5 農(nóng)藥本身性質(zhì)的影響

農(nóng)藥的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)對土壤吸附有一定的影響。如Chiou等[39]對15種非離子農(nóng)藥進行研究，發(fā)現(xiàn)有機質(zhì)對非離子農(nóng)藥的吸附量起決定性作用。農(nóng)藥的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)影響農(nóng)藥在正辛醇/水相中的分配系數(shù)，一般來講，農(nóng)藥的Kow值越大，越易被土壤吸附[40]。針對敵草隆的土壤吸附試驗均表明，敵草隆可通過分配機制被土壤有機物吸附(Kow=648~747)[33]。此外，農(nóng)藥的水溶性也影響農(nóng)藥在土壤中的吸附，敵草隆本身不溶于水，但于25 ℃時水中溶解度為42 mg/L，這一性質(zhì)降低了敵草隆在土壤顆粒表面的吸附量。朱忠林等[41]以6種農(nóng)藥為研究對象，得出各農(nóng)藥在正辛醇/水相中的分配系數(shù)為：甲基對硫磷>敵草隆>綠麥隆>伏草隆>吠喃丹>非草隆，并表明分配系數(shù)與它們的水溶解度成負相關(guān)。

2 敵草隆在土壤環(huán)境中的移動

敵草隆無論以何種方式施用，都會有少部分會流失到水體、空氣等周圍環(huán)境中，而大部分沉降于土壤表面。因此，土壤是敵草隆在農(nóng)田系統(tǒng)中遷移和轉(zhuǎn)化的主要源和匯。敵草隆自身物理化學(xué)性質(zhì)以及土壤特性(如土壤有機質(zhì)、微生物)是影響其在土壤中環(huán)境行為的關(guān)鍵。敵草隆與土壤生物、土壤顆粒及植物相互作用，通過揮發(fā)、淋溶、光化學(xué)降解、生物降解等途徑在土壤環(huán)境中進行遷移和轉(zhuǎn)化，如圖1所示。

圖1 敵草隆在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化

2.1 揮發(fā)

揮發(fā)是農(nóng)藥在土壤環(huán)境中遷移的重要途徑。農(nóng)藥的揮發(fā)程度直接影響其在土壤環(huán)境中的再分配。研究表明，敵草隆在土壤及沉積物中持久性較長，揮發(fā)過程對敵草隆損失率較低。Guzzella等[42]通過模擬理論剖面形狀計算敵草隆在土壤表面的揮發(fā)，結(jié)果顯示敵草隆總揮發(fā)量僅為2.63×10-5μg/m2。即使敵草隆揮發(fā)性不顯著，但在高濃度使用及連續(xù)用藥情況下也會產(chǎn)生敵草隆濃度的累積，進而漂移污染與雜草防治無關(guān)的區(qū)域，傷害非靶標生物[43]。

空氣流速、環(huán)境溫度及土壤特性是影響敵草隆揮發(fā)的主要因素。高溫利于雜草對除草劑的吸收，但氣溫過高，噴施的敵草隆霧滴迅速蒸發(fā)，降低了農(nóng)藥利用率。研究表明，敵草隆于桑園中施用的最佳時期為：高溫季節(jié)、晴而無風的上午11時前或下午4時后，低溫季節(jié)上午10時到下午3時之間[44]。此外，土壤濕度增強了農(nóng)藥黏著性，在一定程度上減少農(nóng)藥的揮發(fā)損失。如徐小燕等[45]提出當敵草隆用于處理土壤時，其在濕潤的土壤中藥效較好。

2.2 淋溶

敵草隆在一定條件下可直接溶于水和被吸附于土壤固體細粒表面被雨水或灌概水從土壤中淋溶流失[[46-47]。影響敵草隆在土壤中淋溶流失的因素較多，如氣候、水文、土壤理化性質(zhì)、作物類型、耕作方式等[48]。邢澤炳等[18]發(fā)現(xiàn)土壤中添加1%的檸條生物炭可以對土壤中的敵草隆產(chǎn)生顯著吸附效果，從而降低農(nóng)藥殘留的淋溶液濃度。Guzzella等[42]利用淋溶模型(PELMO)驗證敵草隆在土壤和水中的流動性，發(fā)現(xiàn)敵草隆僅在土壤表層(0~10 cm)檢出，而土壤孔隙水中，在20和40 cm處檢出。溶解在土壤中的敵草隆隨水發(fā)生垂直向下滲漏運動，隨間隙水滲濾進入地下水并對環(huán)境水體造成污染[49]，在很多國家和地區(qū)的地下水[50]、湖泊[51]、河流[52]、海水[53]中等都檢測到了敵草隆的殘留。

2.3 植物吸收

在土壤-植物體系中，敵草隆可通過植物根系或莖葉向植物遷移。大量研究表明，敵草隆在油麥菜[54]、水稻秸稈[49]、甘蔗[55]、棉花[56]等農(nóng)作物中均可檢測到。敵草隆在不同植物、器官中的遷移行為會有顯著差異。靳聰聰[57]研究了4種植物對敵草隆的富集能力，結(jié)果表明美人蕉、再力花和燈心草根部敵草隆濃度顯著高于地上部分(P＜0.05)，而香蒲根部濃度稍高于地上部分。從安全方面考慮，植物對敵草隆的富集會造成肉制品含有敵草隆?；诖?，出口肉及肉制品中敵草隆殘留量檢驗是俄羅斯等進口國要求的必檢項目[58]。

2.4 土壤動物吸收

土壤中的動物種類多、分布廣、數(shù)量大，并且與施于農(nóng)田中的農(nóng)藥接觸密切。農(nóng)藥的廣泛使用影響土壤動物群落結(jié)構(gòu)。基于此，土壤中的動物可以作為土壤污染敏感指示生物，用于評價土壤污染的程度。劉貝貝等[59]對不同功能區(qū)(植食性、食細菌性、食真菌性、雜食/肉食性)土壤線蟲的結(jié)構(gòu)指數(shù)和富集指數(shù)對比分析，得出不同功能區(qū)的受污染程度。蔣新等[60]用彈尾目跳蟲(Folsomia candida)跟蹤指示3,4-二氯苯胺在進一步降解過程中的毒性，并表明3,4-二氯苯胺生態(tài)毒性明顯高于母體化合物敵草隆。目前，土壤螨類與土壤環(huán)境的相互作用逐漸受到國內(nèi)外學(xué)者的高度關(guān)注。由于土壤動物具有富集作用，部分有效性農(nóng)藥進入動物體內(nèi)，降低了土壤環(huán)境污染物的濃度，起到“過濾”和“凈化”作用。尤其蚯蚓對農(nóng)藥的吸收多有報道。但土壤動物對敵草隆的吸收，至今國內(nèi)外研究還較少，有待進一步探究。

3 敵草隆在土壤中的降解

3.1 敵草隆在土壤中的降解途徑

通常敵草隆在表層土壤中以光解、水解為主；深層土壤中敵草隆以微生物降解為主。現(xiàn)也常用人為技術(shù)降解土壤中的敵草隆，如吸附法、電化學(xué)法、光催化法、紫外光氧化法等[1]。敵草隆降解受多因素影響，初始除草劑濃度、環(huán)境條件、微生物種類、降解途徑等。

3.1.1 敵草隆的水解

在25℃條件下敵草隆自然水解速率非常緩慢，其在水溶液中的非生物降解是一個不可逆的反應(yīng)，所產(chǎn)生的3,4-二氯苯胺是唯一含有苯環(huán)的水解產(chǎn)物[61]。此外，OH-、H+和磷酸鹽緩沖液是該反應(yīng)的有效催化劑。許多研究者發(fā)現(xiàn)，溶于水相的土壤中有機物和無機物可以催化敵草隆的化學(xué)降解[62]。早期研究表明，脲類化合物分解機制涉及形成異氰酸或異氰酸酯，隨后水解成胺和二氧化碳[62-63](反應(yīng)途徑如圖2)。

圖2 敵草隆化學(xué)降解的反應(yīng)途徑[4]

3.1.2 光解

敵草隆進入環(huán)境后，無論是殘留在植物體表面還是進入大氣、水、土壤中，在一定程度上都會受到太陽光的輻射而發(fā)生光解。敵草隆進行光解時發(fā)生苯的開環(huán)反應(yīng)、烷基的氧化反應(yīng)，同時導(dǎo)致C－C、C－H、C－O、C－N等化學(xué)鍵受光能作用而發(fā)生斷裂。敵草隆在自然光照下比較穩(wěn)定，但受土壤環(huán)境中光敏劑及土壤pH等因素的影響，其在土壤中的光解速率加快。研究表明，在含有光敏劑(TiO2、Fe2+)的土壤中，光照可以在150 min內(nèi)實現(xiàn)對敵草隆100%的分解[64]。陽海等[65]利用氙燈/TiO2系統(tǒng)對敵草隆進行光催化降解，結(jié)果表明敵草隆的光催化降解符合假一級動力學(xué)，中性土壤環(huán)境條件更有利于敵草隆的光催化降解，并隨著溫度的升高敵草隆光催化降解速率增大。此外，敵草隆的光解速率還受到與其他共存農(nóng)藥的影響。如溴谷隆、滅草隆和綠谷隆等農(nóng)藥的存在對敵草隆的光解有延緩作用[66]。實際土壤體系較為復(fù)雜，影響敵草隆在土壤中光解的因素較多，如敵草隆的理化性質(zhì)、施用濃度、土壤類型、土壤含水量、光源等。

3.1.3 生物降解

微生物降解是敵草隆在土壤環(huán)境中降解的主要途徑。一般情況下，敵草隆主要通過共代謝和礦化作用進行生物降解。當前已從土壤中篩選并鑒定出大量降解敵草隆的菌群(表1)。好氧細菌、真菌、放線菌等微生物的代謝是敵草隆轉(zhuǎn)化的主要形式[67]。溫度、pH、離子酶活性等因素影響敵草隆生物降解。Wang等[68]從甘蔗根中分離的間型脈孢菌(Neurospora intermedia) DP8-1在pH=7.2，32.6 ℃ 3 d內(nèi)可使敵草隆降解率高達99%。岳麗曉等[5]從土壤中分離出木糖氧化無色桿菌(Achromobacter xylosoxidans) LX-C-06，在單因素試驗中菌株于溫度為30 ℃和pH=7.0時降解效果最佳。此外，在土壤中，混合微生物種群聯(lián)合作用提高了敵草隆降解效率。

表1 敵草隆及3,4-二氯苯胺的部分降解菌

目前，國內(nèi)外對敵草隆細菌、真菌降解途徑報道較多，而放線菌降解敵草隆途徑鮮有報道。在土壤中，混合微生物種群聯(lián)合作用提高了敵草隆降解效率。細菌和真菌降解敵草隆為3,4-二氯苯胺的途徑大同小異，主要區(qū)別是真菌降解DCMU過程中產(chǎn)生一個中間產(chǎn)物DCPMDU (圖3，步驟19-20)[83]。 降解菌群不同，降解途徑也不同。細菌可直接斷脲橋降解敵草隆形成3,4-二氯苯胺，也可通過一步或兩步脫甲基后脲橋斷裂生成3,4-二氯苯胺，如Mycobacterium brisbanenseJK1和Pseudomonassp.Bk8[85]直接斷脲橋降解敵草隆形成3,4-二氯苯胺，而Micrococcussp.PS-1先脫一個甲基生成DCMU 后，才被降解成3,4-二氯苯胺(圖3，步驟1、4)[81]，細菌Sphingomonassp.SRS2需要先將敵草隆脫甲基生成DCMU，DCMU再次脫甲基生成DCU，DCU斷脲橋才能生成3,4-二氯苯胺(圖3，步驟1-3)[86]。不同的微生物降解3,4-二氯苯胺的途徑和產(chǎn)物也不相同，如Bacillus licheniformisSDS12、Achromobacter xylosoxidans LX-C-06降解敵草隆直接水解酯鍵生成3,4-二氯苯胺，進一步經(jīng)脫氨基、羥基化作用生成1,2-DCB、4,5-DCC；4,5-DCC在2個羥基之間開環(huán)生成3-C4OHDA(圖3，步驟5-9)，3-C4OHDA可進一步通過2-氯琥珀酸脫氯轉(zhuǎn)化為琥珀酸被生物體所利用[5,86]。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2經(jīng)脫氯降解3,4-二氯苯胺得到產(chǎn)物4-氯苯胺，4-氯苯胺再次脫氯得到苯胺，苯胺進一步被催化為鄰苯二酚，鄰苯二酚進一步開環(huán)轉(zhuǎn)化(圖3，步驟10-13)。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2也可將4-氯苯胺氧化脫氨基生成4-氯鄰苯二酚進而被降解[87](圖3，步驟14-15)。同時，有研究發(fā)現(xiàn)Pseudomonas fluorescens26-K也能將3,4-二氯苯胺降解為3-氯-4-羥基苯胺、N-(3,4-二氯苯基)乙酰胺和雙(3,4-二氯苯基)二氮烯-1-氧化物(圖3，步驟18)。

圖3 細菌、真菌降解敵草隆途徑[88]

4 總結(jié)與展望

⑴ 土壤對敵草隆的吸附能力隨著土壤有機質(zhì)和土壤黏粒的增加、粒徑的減小而增強。敵草隆在自然土壤中的吸附量受到多個環(huán)境因素的影響，在今后的研究過程中，可建立多因素吸附模型，進一步探究多因素對土壤吸附敵草隆的綜合影響。

⑵ 微生物菌群是敵草隆的主要降解方式。高效降解功能菌的篩選仍是敵草隆降解研究熱點。未來可通過微生物混合液培養(yǎng)、微生物降解條件的優(yōu)化、基因等技術(shù)提高微生物的降解能力和種群數(shù)量，實現(xiàn)對敵草隆的快速降解。此外，真菌與細菌降解敵草隆與3,4-二氯苯胺途徑較為成熟，但放線菌降解敵草隆有關(guān)研究方向較少，有必要加強探尋放線菌降解敵草隆機制。探明放線菌與土壤、敵草隆之間的相互關(guān)系，以期豐富降解敵草隆菌群。

⑶ 敵草隆的廣泛使用，可能使植物、動物富集濃度過高，直接影響到人類的食物安全，從而危害人類健康。針對敵草隆的遷移轉(zhuǎn)化，后期應(yīng)建立土壤監(jiān)控機制，并從多方位加強土壤安全性評估，為敵草隆的安全使用提供依據(jù)和參考。