除草劑微生物降解的研究進展

盧美名 尹雯悅 劉傳龍

摘要：除草劑施入土壤后會有一部分殘留在土壤中，造成嚴重的環境污染，關于后茬作物的安全性問題一直受到社會的廣泛關注。降解土壤中除草劑的主要途徑是微生物降解。主要綜述了4類常見除草劑（磺酰脲類、咪唑啉酮類、惡啉酮類、三唑并嘧啶磺酰胺類）的殘留危害和研究現狀，分析了微生物的降解途徑以及微生物在降解過程中所面臨的問題和解決方案。

關鍵詞：除草劑；殘留；微生物降解

中圖分類號：X53 文獻標識碼：A

文章編號：0439-8114（2019）03-0005-04

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2019.03.001 開放科學（資源服務）標識碼（OSID）：

Abstract： After the herbicide is applied to the soil，a part of the herbicide remains in the soil，causing serious environmental pollution. The issue of the safety of the post-cultivated crop has been widely concerned by the society. The main way to degrade herbicides in soil is microbial degradation. This article reviews the residual hazards，current research status，degradation pathways，and the degradation of microorganisms in four common pesticides （sulfonylureas，imidazolinones，oxazolinones，triazolopyrimidinesulfonamides），problems and solutions.

Key words： herbicide； residual； microbial degradation

隨著農藥的大量使用，土壤中殘留農藥造成的環境污染已經不容小覷，嚴重時不但影響土壤肥力和降低農產品品質，甚至可能造成水污染，危害人體健康。大量研究表明，在自然環境中有大量的微生物能夠有效地降解土壤中殘留的農藥，此外，生物降解的特點是無毒、無二次污染、價格低廉，是理想的降解途徑。微生物具有各種各樣的化學功能，如氧化還原、穿梭、脫氨和水解，其能量利用率極高，在降解領域應用極其廣泛。

1 4類除草劑殘留危害及研究現狀

1.1 咪唑啉酮類除草劑

1.1.1 殘留危害 咪唑啉酮類除草劑在土壤中既不容易揮發也不容易發生光解，并且殘留時間長， 施用除草劑金普施特2年之后，甘藍、甜菜和亞麻等作物仍不能生長[1]。應用甲氧咪草煙1年后，對油菜、甜菜、卷心菜、亞麻和馬鈴薯仍有不同程度的毒性，導致這些作物無法正常生長；低劑量對白瓜種子無明顯傷害，高劑量對白瓜種子有明顯藥害[2]。

1.1.2 研究現狀 咪唑啉酮類化合物是一類ALS抑制劑類除草劑[3]。該類除草劑主要在有氧條件下被降解，其結構通式見圖1。目前，能夠降解咪唑啉酮類除草劑的微生物主要為土壤中的細菌，包括酸單胞桿菌屬、產堿菌屬、芽孢桿菌屬、海球菌屬、節細菌屬、丙酸桿菌屬、無色桿菌等細菌，還有黑曲霉和放線菌。陳玉潔等[4]分離出了能夠降解咪唑乙煙酸的哈夫尼希瓦氏菌（Shewanellahafniensis）。后來又有人從土壤中分離出14株能夠降解甲氧咪草煙的菌種，包括8株細菌和6株真菌，通過對比試驗發現細菌的降解效率明顯高于真菌。

1.2 磺酰脲類除草劑

1.2.1 殘留危害 磺酰脲類除草劑揮發性低，難以光解，只能通過水解和微生物降解的方式消除[5]。磺酰脲類除草劑降解率受有機質含量、溫度、土壤含水量、施用時間和化學結構等條件的影響。由于此類除草劑為超高效除草劑，所以微量殘留就能藥害到當茬和后茬作物[6]。通過一系列的研究發現，對該類除草劑敏感的作物包括白菜、小麥、大豆、紫蘇、甘蔗等。這類除草劑在土壤中具有相對較長的剩余時間，并且在施用后兩年內仍對敏感作物產生毒性傷害[7]。

1.2.2 研究現狀 磺酰脲類除草劑在全球范圍應用很廣泛。然而，由于長期不科學地施用農藥，磺酰脲類除草劑在土壤中的殘留問題引起高度關注。目前發現的可降解磺酰脲類除草劑的微生物類型包括真菌、細菌及放線菌（表1）。

1.3 惡啉酮類除草劑

1.3.1 殘留危害 惡啉酮類除草劑在土壤中具有持久的作用，在大豆田中每公頃使用超過1.66 L商業產品，對后期種植的玉米、高粱和稻谷的出苗沒有不利影響，但對小麥有嚴重的植物毒性，出苗率降低約20%，出苗白化率30%～40%。

1.3.2 研究現狀 微生物主要通過除草劑的礦化和共代謝來對農藥進行降解，農藥被分解成無機物質，不會對環境有危害作用。更復雜的有機物質的降解過程需要各種微生物群落來協同完成。在各種微生物的交替、協同或連續生物轉化下完全礦化，可完全消除對環境的毒害作用。目前研究發現可降解的廣滅菌微生物包括曲霉屬、芽孢桿菌屬、甲基球菌和假絲酵母屬。異惡草酮分子式和其在工業上最廣泛應用的合成路線見圖2。

異惡草酮的分子結構比較復雜，通過分離和富集兩種互利、相互依賴的同類細菌，通過協同作用增加了它們礦化的可能性。研究表明，真菌對底物具有特異性，并且還可以產生更多的胞外酶。這些研究為廣滅靈的降解提供了有效的理論依據。

1.4 三唑并嘧啶磺酰胺類除草劑

1.4.1 殘留危害 這類除草劑主要是通過防止支鏈氨基酸合成從而阻止蛋白質的合成并最終阻止植物的生長。大豆、玉米、小麥和馬鈴薯對它們具有高度抗性，而甜菜、油菜、向日葵、高粱和棉花對它們更敏感。大豆在剛出現時噴灑，藥害癥狀不明顯。大豆三葉期使用有輕微的植物毒性，但2～3周后植物毒性癥狀消失，大豆正常生長。

1.4.2 研究現狀 迄今為止，關于降解三唑并嘧啶磺酰胺類農藥的菌種相關研究較少，并未找到對該類農藥有高效降解能力的菌種。

2 微生物降解原理、途徑和影響因素

2.1 土壤中微生物的降解原理

2.1.1 礦化原理 礦化作用可以是最理想的降解方式，微生物利用自身的酶降解農藥，將農藥降解為無毒水、無機物質、二氧化碳等[17，18]。

2.1.2 共代謝原理[19] 可供碳源和能源的輔助因子可以幫助不能被微生物降解的新構成的化合物部分降解。在自然條件下微生物不能通過共代謝的作用直接把獲取碳源和能源作為降解過程中的生長基質時，就會經過進化演變過程成為具有共代謝能力的微生物。其中共代謝作用在實際降解過程中因輔助因子等因素進程會緩慢，并且降解程度也是有限的。

2.2 土壤中微生物的降解途徑

對于不同種類不同化學結構的農藥，因其受環境因素以及微生物種類的影響，被降解的途徑有很多。因此由于農藥種類多樣性及降解復雜性，往往是多種反應協同進行。

2.2.1 酶促作用[20，21] 利用本身對農藥有降解作用的酶系基因，微生物會將農藥直接作為惟一碳源和能源，分解成諸多分子量小的化合物，如果不產生這樣的酶系，則微生物可能經歷基因突變或重組來尋求新的酶系。一般情況下，農藥的微生物降解首先發生在農藥原有結構受到微生物作用于有機污染物的部分影響時，污染物完整度被破壞；接下來在環境允許的條件下微生物將有毒性的農藥進行降解，其他化合物同時被微生物同化，同時產生無毒或毒性較小的物質。

1）氧化作用。在微生物降解農藥時酶促作用方式中的氧化反應起到很重要的作用。有羥基化、氧化偶聯、脫烴基等多種形式。如微生物通過酶系將氧加到苯環結構上，然后插入一個羥基或形成一個環氧化物，形成易溶于水且極性很強的化合物即為羥基化。因此某種程度上苯環的羥基化是苯環開裂和進一步分解的先決條件。

2）水解作用。多為廣譜性酶的水解酶如酯酶、磷酸酶或酰胺酶等參與反應，水解酶條件穩定，無需輔助因子。水解反應常用于含有醚類、酯類或酰胺鍵類結構的農藥降解中，水解產生的物質毒性降低但穩定性較差。

2.2.2 非酶促作用 非酶促作用方式指微生物自身不能夠直接使農藥降解，而是通過借助某些輔助因子來參與農藥的轉化并改變環境的酸堿條件或是通過促進光化學反應來促進農藥的降解。影響異惡草酮降解的因素主要有土壤的物理化學性質、溫度、濕度和pH，研究表明其降解主要取決于微生物的作用。

1）還原作用。帶硝基的農藥經微生物作用還原成氨基酸衍生物，如在某些帶方環的有機磷農藥代謝中硝基苯還原成苯胺類。另外還包括醌類在微生物的硫醇類化合物作用下成酚類物質。

2）合成作用。有毒分子或其一部分與另一種有機化合物通過縮合或共軛的相互作用最終使除草劑或其衍生物失活。

2.3 土壤中微生物降解的影響因素

2.3.1 微生物自身的影響 農藥的降解與轉化直接受微生物種類影響，不同的微生物生存過程中的適應能力也明顯不同，因此有不同的代謝活性。在面對同一有機底物或帶毒性的金屬時，種類不同的微生物或種類相同的異種菌株有不同的反應效果。同時，微生物易于馴化，并且還可以通過基于他們自身的基因定向突變創建新的酶系而降解。

2.3.2 環境因素的影響 溫度、pH、營養物質、氧含量、底物濃度等都是其影響因素[22，23]。研究表明溫度過高微生物會失活而無法生存，溫度過低則微生物活性會受到抑制，酸堿度也會隨之改變。同時，隨著農藥濃度的增加，微生物的毒性也會增加。

2.3.3 農藥結構的影響 微生物降解具有一定的專一性，因此在一定程度上農藥的結構影響與降解農藥的微生物種類相對應，農藥化合物的空間結構、化學分子量、被取代的基團的數量及種類等均是一定的影響因素[24]。

3 研究中存在的問題及解決方案

3.1 存在的問題

農藥的降解研究具有一定的局限性，從理論到實際應用還有一定的差距。試驗過程中會面臨許多問題，主要有以下幾方面。

1）實際應用過程中微生物特性的變化。微生物降解殘留農藥的試驗地點主要是實驗室，培養出純菌株，研究其特性和降解機理等，和自然界中實際應用有一定區別[25]。自然狀態下，多種微生物共同將土壤中殘留的農藥降解，從實驗室到自然環境可能出現菌種降解活性大大降低的現象，因此需要重新研究各種微生物在自然條件下的降解活性。

2）微生物的降解受農藥濃度的影響。微生物的生長狀況與農藥濃度有關；農藥的組成較復雜，其可對環境造成污染的化合物有很多，并且會隨著環境變化而波動，確定過程比較困難。

3）環境對微生物降解過程的影響。微生物所處的物理環境如溫度、pH、濕度等，環境中所含的抑制物、環境與微生物之間可能存在的拮抗作用以及環境中可能存在的捕食者等，都會對可降解殘留農藥的微生物產生重要影響。

4）單一菌種降解農藥可能會產生有毒物質。

3.2 解決方案

3.2.1 轉基因技術[26] 隨著遺傳學以及分子生物學等學科迅速發展，大量的生物技術不斷涌現，蛋白質組學、基因組學迅速興起，使人類迎來了“超級農藥降解菌”的時代，對降解除草劑的微生物群以及農藥的降解機理進行更深入的研究，用DNA技術克隆更多的降解基因，并建立能有效降解微生物的基因庫，從而進行大量的推廣與使用。

3.2.2 構建多株復合系菌株 以前研究的降解農藥的微生物主要為單一的純種生物，現階段的科學技術已證實多株菌株混合效果比單一菌株的效果更好。研究表明，純種微生物降解過程中會產生具有毒性的中間物質，而多種微生物的協同作用可使產生毒害物質的幾率大大降低。

4 小結與展望

微生物降解除草劑、修復污染土壤這一技術具有高效安全、成本較低、綠色無二次污染的特色與優勢，是農田除草劑污染問題的重要解決方法，具有很好的發展前景[28]。本研究簡要介紹了幾種使用比較廣泛的除草劑的特性及其在土壤中的殘留情況以及國內外在該領域的研究現狀。結合目前該領域國內外研究的進展及技術研究探索，總結出幾條未來主要的發展方向：構建具有遺傳穩定性和生態適應性的高效農藥降解工程菌[29]；研究引入微生物除草劑降解基因，應用科學技術構建轉基因作物，提高作物對除草劑的抗性等。

由于現階段還缺乏對農藥微生物降解更深層的研究，這一領域存在的問題以及局限性很多，怎樣在自然界篩選多功能微生物資源，減少影響微生物降解的限制性因素并尋找歸納出微生物降解的最適條件，為微生物降解產品的評估以及進入市場的安全管理制定完善的法律法規等，都是需要解決的問題。為此，未來對本領域的研究可以在以下幾個方面開展：①加強菌種資源和遺傳資源的整合與開發，努力構建性能更穩定、降解效率更高的菌種；②致力于新農藥的實驗室研發工作，合成出更易降解，對環境傷害小的新農藥產品，從源頭防治污染；③加強對農藥降解菌降解特性和降解機制的研究，開發出更高效的降解酶資源[30]。解決這些問題將使農藥微生物降解的研究提高到一個新的水平，由此會出現更先進的科學技術，發現更多更好的處理土壤農藥污染問題的方法，為未來本領域技術深層研發打下基礎。

參考文獻：

[1] 趙 爽.咪唑啉酮類除草劑的應用及降解[J].植物保護，2009，35（2）：15-19.

[2] 黃春艷，陳鐵保，王 宇，等.咪唑啉酮類除草劑對后茬作物安全性研究初報[J].農藥學學報，2001，3（2）：29-34.

[3] 徐春春，楊常玲，林 苗，等.咪唑啉酮類除草劑的定性分析[J].廣東化工，2016，43（5）：25-27.

[4] 陳玉潔，束長龍，劉新剛，等.咪唑乙煙酸降解菌的分離、鑒定及降解特性研究[J].農藥學學報，2011，13（4）：387-393.

[5] 田 艷，馬明忠，趙彥軍.磺酰脲類除草劑分析方法的探討[J].法制博覽，2016，32（11）：143-144.

[6] 王 茜，張婉如，王曉萍.磺酰脲類除草劑的降解性及其應用[J].黑龍江農業科學，2017，1（1）：146-149.

[7] 李佳蔚.磺酰脲類除草劑毒性及多殘留檢測技術研究進展[J].食品安全檢測學報，2017，8（2）：367-374.

[8] 邵勁松，沈 標，洪 青，等.一株氯磺隆降解菌的分離鑒定及其特性研究[J].土壤學報，2003，40（6）：952-956.

[9] BOSCHIN G D，AGOSTINA A，ARNOLDI A，et al. Biodegrada-tion of chlorsulfuron and metsulfuron-methyl by Asper-gillus niger laboratory conditions. Journal of Environ-mental Science and Health. Part B， Pesticides， Food Contaminants and Agricultural Waters，2003，38（6）：737-746.

[10] 丁 偉，楊 薇，白 赫，等.長殘留除草劑氯嘧磺隆降解菌的篩選、鑒定和降解特性作物雜志[J].作物雜志，2007，4（4）：88-91.

[11] 滕春紅，陶 波.氯嘧磺隆高效降解真菌的分離和鑒定[J].土壤通報，2008，39（5）：1160-1163.

[12] 沈東升，方程冉，周旭輝.一株甲磺隆降解真菌的降解特性研究[J].浙江大學學報（農業與生命科學版），2002，28（5）：542-546.

[13] 黃 星，何 健，潘繼杰，等.甲磺隆降解菌的分離鑒定及其降解特性研究[J].土壤學報，2006，43（5）：821-827

[14] 楊亞君，劉 順，武麗芬，等.可降解水體中煙嘧磺隆微生物的分離與篩選[J].農藥學學報，2007，9（3）：275-279.

[15] 張松柏，張德詠，羅香文，等.一株降解芐嘧磺隆光合細菌的分離鑒定及其降解特性[J].生態環境，2008，17（5）：1774-1777.

[16] ZHENG W，YATES S R，PAPIERNIK S K. Transformation kinet-ics and mechanism of the sulfonylurea herbicides pyrazo-sulfuron ethyl and halosulfuron methyl in aqueous solu-tions. J Agric Food Chem，2008，56（16）：7367-7372.

[17] 邱立萍，李 靜，郭俊寬，等.微生物降解七氯的研究進展[J].水處理技術，2017，43（5）：11-15.

[18] 陳家明.基于生物修復技術修復有機磷農藥污染土壤概況[J].廣東化工，2017，44（20）：134-135.

[19] 董 明，宋衛鋒，林麗婷，等.厭氧共代謝條件下苯胺黑藥的生物降解[J].環境工程學報，2017，11（5）：2768-2773.

[20] 張金萍.微生物降解農藥殘留技術研究[J].種子科技，2017，35（3）：84-85.

[21] 郭曉青，王秀娟，孫愛麗，等.環境中擬除蟲菊酯類農藥微生物降解技術研究進展[J].中國生物工程雜志，2017，37（5）：126-132.

[22] 張曉瑋.磺酰脲類除草劑土壤殘留降解方式研究進展[J].山東農業工程學院學報，2017，34（10）：164-165.

[23] 崔功亞.淺析除草劑的六種降解方式[J].河南農業，2017（16）：25.

[24] K？魧STNER M，MAHRO B. Microbial degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons in soils affected by the organic matrix of compost[J].Applied Microbiology & Biotechnology，1996， 44（5）：668-675.

[25] 尹 芳，張無敵，周 肸，等.新型生物農藥殘留降解劑研發及其潛在前景展望[J].災害學，2016，31（3）：157-159.

[26] 趙衛松，邱立紅，郭慶港，等.煙嘧磺隆的微生物降解研究進展[J].農藥學學報，2016，18（6）：676-685.

[27] 褚翠偉，阮志勇，姚 利，等.除草劑的微生物降解研究進展[J].生物資源，2018，40（2）：93-100.

[28] 王 維.關于有機磷農藥的微生物降解技術研究探討[J].化工管理，2016，12（12）：130-130.

[29] 趙 炎，陳 晨，韓 亮，等.微生物降解磺隆類除草劑的研究進展[J].湖北農業科學，2017，56（23）：4443-4446.

[30] 谷 濤，李永豐，張 跡，等.取代脲類除草劑的微生物降解[J].微生物學通報，2017，44（8）：1967-1979.