殘留酰胺類除草劑降解的研究進展

王 新，侯佳文，柳文睿，鮑 佳

（沈陽工業大學環境與化學工程學院，沈陽110870）

近年來隨著科技不斷進步，酰胺類除草劑技術也日趨成熟，該類除草劑的使用量逐年增大。酰胺類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、提高作物產量的同時，也暴露出了過量使用潛在的問題。如雜草對除草劑的抗性增強，農田和周圍生態環境被污染，威脅著人類健康和生命安全［2］。這些棘手問題對雜草的有效治理和現代農業生產構成了巨大威脅［3］。本文簡述了酰胺類除草劑的使用概況，綜述了該類除草劑的降解方式及微生物所屬類群、降解途徑等的研究進展，為修復酰胺類除草劑污染環境的應用提供一定的理論依據。

1 酰胺類除草劑的使用概況

根據化學結構和生理活性的不同，酰胺類除草劑可分為氯乙酰胺類和芳族酰胺類兩類，其中氯乙酰胺類除草劑占較大比例。氯乙酰胺類除草劑是一類分子結構有氯乙酰胺基團的高效除草劑，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售量最大［4，5］。這種除草劑在施入表層土壤后，主要通過嫩枝或根系進入雜草內，通過抑制雜草細胞分裂，導致雜草死亡。由于其化學結構穩定，水溶性強，易通過入滲進入水土，造成地表水和土壤污染［6］，再通過食物鏈的富集作用等，危害生態系統和人類健康，嚴重威脅生態環境安全。

2 酰胺類除草劑的降解方式

目前市場上使用的除草劑均是合成化學除草劑。農業生產施用后，除草劑殘留組分不可避免地進入生態環境，污染環境［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

光降解是農藥及其中間體在環境中一種重要的降解途徑，按光化學反應過程可分為直接光解和間接光解。農藥分子在吸收光能后呈激發態并與周圍環境中純水或飽和烴發生的光解都是直接光解。目前報道的有利用紫外光、汞燈、太陽光、氙燈4種光源來研究酰胺類除草劑在水體中的降解。由于農藥分子中一般含有C-C、C-H等鍵，而這些鍵的離解正好在太陽光的波長能量范圍內，因此農藥在吸收光子之后變成激發態的分子，導致鍵斷裂，從而發生光解反應［8］。表1為不同光源照射下酰胺類除草劑的降解率。間接降解是環境中存在的某些物質在吸收光能后呈現激發狀態，再誘發本身不吸收太陽光的農藥參與反應的光解都是間接光解。間接光解包括光猝滅、光敏化和光誘導降解3種，其中光猝滅反應的降解過程是由光猝滅劑的作用而致，其過程［9］為：

M*+Q→（MQ）*→M+Q*（Q：猝滅劑）

表1 不同光源照射下酰胺類除草劑的降解率

2.2 化學分解

化學分解是殘留的酰胺類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與絡合物等。當土壤中的高價金屬離子Ca+2、Mg+2、Fe+2等含量高時，一些除草劑分子能與這些離子發生反應，形成難溶性鹽類；有的除草劑則與土壤中的鈷、銅、鐵等形成穩定的絡合物而殘留于土壤中。酰胺類除草劑在酸性土壤中就是通過水解作用而逐步消失的［14］。表2列舉了4種化學分解方法對酰胺類除草劑的去除效果，下文對其作用機理進行詳細說明。

表2 化學分解對除草劑的降解效果

1）石墨烯/TNAs光電極。在光照條件下，TiO2光催化劑的表面產生的光生電子（e?）易被水中溶解氧等氧化物質捕獲生成超氧自由基（O2·），產生的光生空穴（h+）則被水中的OH-捕獲生成·OH［19］。這些高氧化性的基團會氧化去除水體中的有機物，此為TiO2光催化降解有機物的重要機制。因此，研究TNAs光電極光電催化過程中羥基自由基的生成規律可以反應出TNAs光電極光催化降解反應機理。弱熒光物質-對苯二甲酸可以迅速捕獲生成的·OH，生成強熒光產物-鄰羥基對苯二甲酸，當對苯二甲酸濃度低于10-3mol/L時，峰值強度主要由生成的羥基對苯二甲酸引起的并且與生成量成正比［20］。反應機理如圖1所示。

圖1 石墨烯/TNAs光電極反應機理

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

圖2 厭氧折流板反應器結構圖

3）電催化氧化技術。電催化氧化技術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反應的過程中，污染物直接在電極表面進行電子傳遞，與水中污染物進行反應，使得污染物被降解。間接氧化是利用陽極表面產生的·OH等強氧化劑與污染物接觸，進而使污染物被氧化。

4）Fenton試劑氧化法。Fenton試劑是一種由H2O2和Fe2+構成的氧化體系，在一定的pH（通常為2～5）條件下，Fe2+會催化分解H2O2，使其產生·OH，從而氧化分解有機物［22］。

2.3 生物降解

生物降解包括動物、植物、微生物降解。微生物降解是大多數除草劑降解的最主要方式，真菌、細菌與放線菌產生的有機物或與農藥直接反應進行降解。圖3為農藥在環境中的去向流程圖，土壤中殘留的大部分農藥主要由微生物對其進行降解，小部分被植物所吸收，并在植物體內進行降解。

圖3 農藥在環境中的去向流程圖

2.3.1 除草劑的微生物降解在微生物作用下，除草劑的分子結構進行脫鹵、水解、氧化、環羥基化與裂解等反應，這些反應使除草劑的活性降低或喪失，進而去除土壤中殘留的除草劑。目前國內外已分離篩選到多株酰胺類除草劑降解菌株（表3），如分離自水稻田土壤的副球菌（Paracoccussp.）FLY-8能夠同時降解并利用6種氯乙酰胺類除草劑作為碳源生長，并因除草劑分子結構中側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 可降解酰胺類除草劑的微生物種類、降解機理及其降解特性

MEA3-1［24］的菌群分離自受乙草胺污染土壤，能夠通過共代謝的方式聯合礦化甲草胺、乙草胺和丁草胺。研究表明在各種微生物酶的催化下該類除草劑發生脫氯、羥基化、N-脫烷基和C-脫烷基等生理生化過程，目前已報道的微生物降解該類除草劑主要為細菌代謝途徑和真菌代謝途徑，其中細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開環途徑［25］。

2.3.2 除草劑的植物修復植物修復是近年來興起的一種新方法，該方法經濟、有效，利用植物吸收并累積土壤、水中的污染物并達到去除的目的。植物根的多種分泌物均可促進除草劑降解，各種酶，如脫鹵酶、硝基還原酶、過氧化酶等直接作用藥劑；分泌的酚類物質對降解菌有化感作用，可誘導微生物富集；分泌的一些酸性物質和生物表面活性劑可溶解疏水性物質，增加微生物與藥劑的接觸機會。另外，植物可改善土壤的理化性質，延長藥劑在土壤中的滯留時間，加大與微生物接觸機會［34］。虞云龍等［35］通過對根際土壤和非根際土壤中丁草胺降解的研究發現，棉花、水稻、小麥和玉米的種植明顯促進了丁草胺的降解，其降解半衰期縮短了26.6%～57.2%。目前，植物對土壤中農藥的修復主要有3種機制理論［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，促進土壤中農藥的生物化學轉化作用；植物根際微生物的聯合代謝礦化作用。

2.3.3 除草劑的動物降解有研究報道，利用蚯蚓分解處理含有重金屬、有機污染物及病原菌的污泥效果很好，且經濟方便。對于土壤中的除草劑，蚯蚓對土壤顆粒的吞咽與包被等機械作用、吸收和分解作用、蚯蚓代謝產物及其對微生物的影響會促進其降解，加快解毒速度［37］。對乙草胺和丁草胺而言，在室內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除草劑的降解途徑

研究者已經篩選到種類多樣的氯乙酰胺類除草劑降解菌株，不僅研究了其降解特性，還對該類除草劑的降解途徑進行了深入分析。目前已報道的微生物降解該類除草劑主要為細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MEA3-1三株菌株同時接種到含25 mg/L乙草胺的無機鹽培養基中，在30℃、180 r/min條件下培養24 h，后經紫外檢測，培養液二氯甲烷抽提物，發現乙草胺已被完全降解，并且抽提后的培養液中也沒有新的產物出現。因此，乙草胺的完全降解確實需要T3-1、T3-6和MEA3-1三個菌株的共同作用，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上N原子之間的C-N鍵，形成中間產物CME?PA，然后在菌株T3-6的作用下，使其C-N鍵發生斷裂生成中間產物MEA和氯乙酸（Cl-CH2-COOH），最后在菌株MEA3-1的作用下，中間產物MEA被完全礦化生成CO2和H2O。

圖4 乙草胺的化學結構式及降解途徑［39］

3.2 丙草胺的代謝過程

楚小強［33］通過試驗分析發現丙草胺的主要降解產物為2-氯-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（A），菌株BD-1對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上N原子之間的C-N鍵發生斷裂，生成主要產物A；該物質上的氯被羥基取代生成2-羥基-2'，6'-二乙基乙酰苯胺，該物質進而脫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 丙草胺的化學結構式及降解途徑［33］

3.3 異丙甲草胺的代謝過程

董旸［30］根據質譜結果初步推測菌株Y4-6對異丙甲草胺的第一步降解產物為2-甲基-6-己基-2-氯乙酰苯胺（CMEPA）?？梢酝茰y在菌株Y4-6的作用下發生了C-N鍵斷裂，使其異丙甲草胺脫去一個C4H9O－基團而生成產物CMEPA（圖6）。

圖6 異丙草胺的化學結構式及降解途徑［30］

3.4 丁草胺的代謝過程

楚小強［33］通過質譜分析表明菌株BD-1對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）物質又脫羥乙?；?，6-二乙基苯胺（E），而（E）則有可能被氧化苯環上加羥基生成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 丁草胺的化學結構式及降解途徑［33］

4 存在問題及展望

一直以來，酰胺類除草劑存在著很多問題，如藥劑自身的毒性問題，生產中產生的“三廢”以及除草劑中所含的雜質等問題，給環境造成了一定危害。盡管除草劑存在一些問題，但在相當長的一段時間內仍會有一定的市場。因此必須正視此類除草劑存在的問題，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除草劑［40］。通過引入微生物除草劑降解基因，構建轉基因作物來提高農作物的除草劑抗性，或者利用轉基因植物進行原位修復正成為除草劑污染治理的另一個重要發展方向。但是轉基因作物的構建和應用存在很大的局限性，還不能完全解除除草劑毒害。因此構建具備完善降解體系的轉基因作物面臨巨大挑戰，這也使得進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。