残留酰胺类除草剂降解的研究进展

王 新，侯佳文，柳文睿，鲍 佳

（沈阳工业大学环境与化学工程学院，沈阳110870）

近年来随着科技不断进步，酰胺类除草剂技术也日趋成熟，该类除草剂的使用量逐年增大。酰胺类除草剂主要包括异丙甲草胺、乙草胺、甲草胺、丙草胺［1］，可防除一年生禾本科杂草和部分阔叶杂草，玉米、大豆、棉花等多种作物均可使用。但在杀灭大量杂草、提高作物产量的同时，也暴露出了过量使用潜在的问题。如杂草对除草剂的抗性增强，农田和周围生态环境被污染，威胁着人类健康和生命安全［2］。这些棘手问题对杂草的有效治理和现代农业生产构成了巨大威胁［3］。本文简述了酰胺类除草剂的使用概况，综述了该类除草剂的降解方式及微生物所属类群、降解途径等的研究进展，为修复酰胺类除草剂污染环境的应用提供一定的理论依据。

1 酰胺类除草剂的使用概况

根据化学结构和生理活性的不同，酰胺类除草剂可分为氯乙酰胺类和芳族酰胺类两类，其中氯乙酰胺类除草剂占较大比例。氯乙酰胺类除草剂是一类分子结构有氯乙酰胺基团的高效除草剂，使用量居世界第三位。其中以甲草胺、乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺的销售量最大［4，5］。这种除草剂在施入表层土壤后，主要通过嫩枝或根系进入杂草内，通过抑制杂草细胞分裂，导致杂草死亡。由于其化学结构稳定，水溶性强，易通过入渗进入水土，造成地表水和土壤污染［6］，再通过食物链的富集作用等，危害生态系统和人类健康，严重威胁生态环境安全。

2 酰胺类除草剂的降解方式

目前市场上使用的除草剂均是合成化学除草剂。农业生产施用后，除草剂残留组分不可避免地进入生态环境，污染环境［7］，因此必须做好除草剂的降解工作。土壤中残留的酰胺类除草剂有多种降解方法，其中最重要的降解方法是生物降解。

2.1 光降解

光降解是农药及其中间体在环境中一种重要的降解途径，按光化学反应过程可分为直接光解和间接光解。农药分子在吸收光能后呈激发态并与周围环境中纯水或饱和烃发生的光解都是直接光解。目前报道的有利用紫外光、汞灯、太阳光、氙灯4种光源来研究酰胺类除草剂在水体中的降解。由于农药分子中一般含有C-C、C-H等键，而这些键的离解正好在太阳光的波长能量范围内，因此农药在吸收光子之后变成激发态的分子，导致键断裂，从而发生光解反应［8］。表1为不同光源照射下酰胺类除草剂的降解率。间接降解是环境中存在的某些物质在吸收光能后呈现激发状态，再诱发本身不吸收太阳光的农药参与反应的光解都是间接光解。间接光解包括光猝灭、光敏化和光诱导降解3种，其中光猝灭反应的降解过程是由光猝灭剂的作用而致，其过程［9］为：

M*+Q→（MQ）*→M+Q*（Q：猝灭剂）

表1 不同光源照射下酰胺类除草剂的降解率

2.2 化学分解

化学分解是残留的酰胺类除草剂的主要降解方式之一，降解方式包括氧化、还原、水解以及形成难溶性盐类与络合物等。当土壤中的高价金属离子Ca+2、Mg+2、Fe+2等含量高时，一些除草剂分子能与这些离子发生反应，形成难溶性盐类；有的除草剂则与土壤中的钴、铜、铁等形成稳定的络合物而残留于土壤中。酰胺类除草剂在酸性土壤中就是通过水解作用而逐步消失的［14］。表2列举了4种化学分解方法对酰胺类除草剂的去除效果，下文对其作用机理进行详细说明。

表2 化学分解对除草剂的降解效果

1）石墨烯/TNAs光电极。在光照条件下，TiO2光催化剂的表面产生的光生电子（e⁃）易被水中溶解氧等氧化物质捕获生成超氧自由基（O2·），产生的光生空穴（h+）则被水中的OH-捕获生成·OH［19］。这些高氧化性的基团会氧化去除水体中的有机物，此为TiO2光催化降解有机物的重要机制。因此，研究TNAs光电极光电催化过程中羟基自由基的生成规律可以反应出TNAs光电极光催化降解反应机理。弱荧光物质-对苯二甲酸可以迅速捕获生成的·OH，生成强荧光产物-邻羟基对苯二甲酸，当对苯二甲酸浓度低于10-3mol/L时，峰值强度主要由生成的羟基对苯二甲酸引起的并且与生成量成正比［20］。反应机理如图1所示。

图1 石墨烯/TNAs光电极反应机理

2）厌氧折流板反应器。如图2所示，厌氧折流板反应器进水后，水流在折流板的作用下，在反应室中上下折流前进并逐个通过反应室的污泥床层，使得进水中的污染物与微生物接触而得以降解去除［21］。

图2 厌氧折流板反应器结构图

3）电催化氧化技术。电催化氧化技术按电极作用方式可分为直接氧化和间接氧化2种。直接氧化是在电化学反应的过程中，污染物直接在电极表面进行电子传递，与水中污染物进行反应，使得污染物被降解。间接氧化是利用阳极表面产生的·OH等强氧化剂与污染物接触，进而使污染物被氧化。

4）Fenton试剂氧化法。Fenton试剂是一种由H2O2和Fe2+构成的氧化体系，在一定的pH（通常为2～5）条件下，Fe2+会催化分解H2O2，使其产生·OH，从而氧化分解有机物［22］。

2.3 生物降解

生物降解包括动物、植物、微生物降解。微生物降解是大多数除草剂降解的最主要方式，真菌、细菌与放线菌产生的有机物或与农药直接反应进行降解。图3为农药在环境中的去向流程图，土壤中残留的大部分农药主要由微生物对其进行降解，小部分被植物所吸收，并在植物体内进行降解。

图3 农药在环境中的去向流程图

2.3.1 除草剂的微生物降解在微生物作用下，除草剂的分子结构进行脱卤、水解、氧化、环羟基化与裂解等反应，这些反应使除草剂的活性降低或丧失，进而去除土壤中残留的除草剂。目前国内外已分离筛选到多株酰胺类除草剂降解菌株（表3），如分离自水稻田土壤的副球菌（Paracoccussp.）FLY-8能够同时降解并利用6种氯乙酰胺类除草剂作为碳源生长，并因除草剂分子结构中侧链的差异而具有不同的降解速率［23］；红球菌（Rhodococcussp.）T3-1、戴尔福特菌（Delftisp.）T3-6和鞘脂菌（Sphingobiumsp.）

表3 可降解酰胺类除草剂的微生物种类、降解机理及其降解特性

MEA3-1［24］的菌群分离自受乙草胺污染土壤，能够通过共代谢的方式联合矿化甲草胺、乙草胺和丁草胺。研究表明在各种微生物酶的催化下该类除草剂发生脱氯、羟基化、N-脱烷基和C-脱烷基等生理生化过程，目前已报道的微生物降解该类除草剂主要为细菌代谢途径和真菌代谢途径，其中细菌代谢途径又分为厌氧谷胱甘肽-共轭脱氯途径和好氧脱烷基及苯环开环途径［25］。

2.3.2 除草剂的植物修复植物修复是近年来兴起的一种新方法，该方法经济、有效，利用植物吸收并累积土壤、水中的污染物并达到去除的目的。植物根的多种分泌物均可促进除草剂降解，各种酶，如脱卤酶、硝基还原酶、过氧化酶等直接作用药剂；分泌的酚类物质对降解菌有化感作用，可诱导微生物富集；分泌的一些酸性物质和生物表面活性剂可溶解疏水性物质，增加微生物与药剂的接触机会。另外，植物可改善土壤的理化性质，延长药剂在土壤中的滞留时间，加大与微生物接触机会［34］。虞云龙等［35］通过对根际土壤和非根际土壤中丁草胺降解的研究发现，棉花、水稻、小麦和玉米的种植明显促进了丁草胺的降解，其降解半衰期缩短了26.6%～57.2%。目前，植物对土壤中农药的修复主要有3种机制理论［36］：植物直接吸收并在植物组织中积累非植物毒性的代谢物；植物释放酶到土壤中，促进土壤中农药的生物化学转化作用；植物根际微生物的联合代谢矿化作用。

2.3.3 除草剂的动物降解有研究报道，利用蚯蚓分解处理含有重金属、有机污染物及病原菌的污泥效果很好，且经济方便。对于土壤中的除草剂，蚯蚓对土壤颗粒的吞咽与包被等机械作用、吸收和分解作用、蚯蚓代谢产物及其对微生物的影响会促进其降解，加快解毒速度［37］。对乙草胺和丁草胺而言，在室内接种蚯蚓可使降解半衰期分别缩短2.2～2.3 d和1.1～1.3 d［38］。

3 以微生物为例分析酰胺类除草剂的降解途径

研究者已经筛选到种类多样的氯乙酰胺类除草剂降解菌株，不仅研究了其降解特性，还对该类除草剂的降解途径进行了深入分析。目前已报道的微生物降解该类除草剂主要为细菌代谢途径和真菌代谢途径。

3.1 乙草胺的代谢途径

侯颖［39］将T3-1、T3-6和MEA3-1三株菌株同时接种到含25 mg/L乙草胺的无机盐培养基中，在30℃、180 r/min条件下培养24 h，后经紫外检测，培养液二氯甲烷抽提物，发现乙草胺已被完全降解，并且抽提后的培养液中也没有新的产物出现。因此，乙草胺的完全降解确实需要T3-1、T3-6和MEA3-1三个菌株的共同作用，其代谢途径如图4所示。即首先T3-1菌株切断了乙草胺分子中乙氧甲基和苯胺环上N原子之间的C-N键，形成中间产物CME⁃PA，然后在菌株T3-6的作用下，使其C-N键发生断裂生成中间产物MEA和氯乙酸（Cl-CH2-COOH），最后在菌株MEA3-1的作用下，中间产物MEA被完全矿化生成CO2和H2O。

图4 乙草胺的化学结构式及降解途径［39］

3.2 丙草胺的代谢过程

楚小强［33］通过试验分析发现丙草胺的主要降解产物为2-氯-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（A），菌株BD-1对丙草胺可能降解途径为：丙草胺分子中丙氧基乙基和苯胺环上N原子之间的C-N键发生断裂，生成主要产物A；该物质上的氯被羟基取代生成2-羟基-2'，6'-二乙基乙酰苯胺，该物质进而脱2-羟乙酰基生成2，6-二乙基乙酰苯胺，这是丙草胺的主要降解途径（图5）。

图5 丙草胺的化学结构式及降解途径［33］

3.3 异丙甲草胺的代谢过程

董旸［30］根据质谱结果初步推测菌株Y4-6对异丙甲草胺的第一步降解产物为2-甲基-6-己基-2-氯乙酰苯胺（CMEPA）。可以推测在菌株Y4-6的作用下发生了C-N键断裂，使其异丙甲草胺脱去一个C4H9O－基团而生成产物CMEPA（图6）。

图6 异丙草胺的化学结构式及降解途径［30］

3.4 丁草胺的代谢过程

楚小强［33］通过质谱分析表明菌株BD-1对丁草胺的降解途径可能有3条，其中重要一条为：丁草胺脱丁氧甲基生成2-氯-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（B），然后该物质上的氯被羟基取代生成2-羟基-2'，6'-二乙基乙酰苯胺（D），（D）物质又脱羟乙酰基生成2，6-二乙基苯胺（E），而（E）则有可能被氧化苯环上加羟基生成4-氨基-3，5-二乙基苯酚（F）。丁草胺的主要降解途径如图7所示。

图7 丁草胺的化学结构式及降解途径［33］

4 存在问题及展望

一直以来，酰胺类除草剂存在着很多问题，如药剂自身的毒性问题，生产中产生的“三废”以及除草剂中所含的杂质等问题，给环境造成了一定危害。尽管除草剂存在一些问题，但在相当长的一段时间内仍会有一定的市场。因此必须正视此类除草剂存在的问题，并积极寻找新的更有效和安全的替代品种，特别是取代氯乙酰胺类除草剂的品种。如被用于芽后防除阔叶杂草的三氟甲磺隆、氟丁酰草胺等极有可能替代氯乙酰胺类除草剂［40］。通过引入微生物除草剂降解基因，构建转基因作物来提高农作物的除草剂抗性，或者利用转基因植物进行原位修复正成为除草剂污染治理的另一个重要发展方向。但是转基因作物的构建和应用存在很大的局限性，还不能完全解除除草剂毒害。因此构建具备完善降解体系的转基因作物面临巨大挑战，这也使得进一步探究微生物的完整降解途径及克隆整套降解基因的研究更加迫切。