除草劑敵草胺的環境毒理研究進展

羅 躍，黃文源，劉旭東，韓 磊，姚小龍，吳小毛*

（1.貴州大學作物保護研究所，貴陽550025；2.貴州山地農業病蟲害重點實驗室，貴陽550025）

敵草胺（Napropamide）屬芳氧酰胺類除草劑，由美國斯特弗化學公司（現先正達農業有限公司）研制開發，于1969年上市[1]。敵草胺是一種苗前土壤處理的選擇性除草劑，主要作用機制是抑制雜草發芽種子中蛋白質的合成。由于敵草胺具有良好的殺草活性和功效，在世界各地均推廣應用于多種大田作物芽前除草[2]。

隨著人們環境保護的意識逐漸增強，敵草胺對生態的破壞和環境的污染引起人們高度重視。筆者基于近年來國內外相關研究文獻，從敵草胺的結構特征、理化性質、應用概況、代謝規律、檢測方法、環境毒理、生態效應和生物降解等方面進行綜述。

1 敵草胺的結構及理化性質

敵草胺，通用名Napropamide，又名萘丙酰草胺、大惠利、草萘胺等，化學式為C17H21NO2，化學名為N-異丙基-氯乙酸替鄰甲苯胺或2-氯-N-異丙基-N-(2-甲基苯基)-乙酸胺或N,N-二乙基-2-(α-萘氧基)丙酰胺[1-3]。其結構式如圖1所示：

圖1 敵草胺化學結構式

敵草胺屬手性除草劑，其分子中含有手性碳原子，存在2個旋光異構體[2]。純品為白色結晶，熔點為73～78℃（lit.）；密度為1.079 g/cm3；閃點為214℃；在氣壓為760 mmHg環境下沸點為430.2℃；在25℃時蒸汽壓為0.53 Pa Hg，水溶解度為72 mg/L；易溶于丙酮、乙醇等有機溶劑，在稀酸性溶液中穩定，在堿性溶液中不穩定；敵草胺應低溫干燥、通風儲存，與食品原料分開儲運[4-5]。

2 敵草胺的特性及應用概況

敵草胺為內吸性除草劑，施用后在土壤表面形成藥物層，雜草的芽和葉面吸收后抑制體內酶的合成，并阻礙細胞分裂，使雜草的根芽不能生長而壞死。敵草胺對雜草防除效果優良，適用于煙草、西瓜、花生、油菜、棉花、水稻、大豆等作物防除野燕麥（Avena sativaL.）、馬唐（Digitaria sanguinalisL.）、早熟禾（Poa annuaL.）、稗草（Echinochloa crusgalliL.）等一年生或多年生禾本科雜草及主要的闊葉雜草[6]。一般情況下防除一年生雜草比防除多年生雜草效果好。

敵草胺自1969年投入市場以來，得到了較好的發展和廣泛的推廣應用，其使用量在除草劑中居于全世界第2位，是使用最普遍的除草劑之一[7]。2005年，敵草胺由廣東宜禾宜農作物科學有限公司在我國首次登記使用于煙草和西瓜田，作為移栽前土壤噴施除草劑[8]。敵草胺是高效廣譜芽前除草劑，施用后在田間土層中半衰期長達2個月左右，可一次性防除整季雜草，廣泛應用于其他大田作物[9]。Xie等[10]研究表明，在玉米苗期噴灑敵草胺能使除草效果最大化，且施用后對玉米出苗率無抑制作用，對雜草根系生物量的抑制作用較芽明顯。

敵草胺在土壤中持效期長，對雜草的防除效果較好，但使用不合理則易造成土壤和農作物殘留超標，污染環境，影響后續作物生長，或溶入地表水和地下水中，最終對人和動物造成危害[11]。如蔡春鵬等[12]研究發現，在輪葉黨參苗地施用敵草胺適宜藥效發揮的土壤濕度在70%左右，土壤濕度過高則易造成藥害，故施用時需嚴格按照敵草胺在不同基質中的相關殘留限量標準，適量施用，從源頭控制敵草胺的投入，依托殘留檢測技術做好安全性評價。對于已受污染的土壤和水體，通過種植富集植物、利用微生物降解、投入農藥降解酶、修建蓄水池集中消毒等途徑進行修復。

3 敵草胺的環境分布及檢測方法

敵草胺進入市場施用至今已近50年，其適用范圍廣泛，在環境中必然廣泛存在。洪文良等[13]對土壤中敵草胺的降解規律進行了研究，發現施用60 d后土壤中仍檢出敵草胺，降解率為48.00%～54.50%，半衰期為55.9～67.3 d；梅文泉等[14]在對煙草中異丙甲草胺、仲丁靈、氟節胺、敵草胺的殘留量進行測定時，在煙草中檢出敵草胺殘留；李方樓等[15]在施用過敵草胺的烤煙中部葉檢測出敵草胺殘留；陶大鈞[16]在蔬菜、水稻和土壤中均檢出敵草胺殘留；Jury等[17]通過土壤柱實驗發現，敵草胺在土壤中可遷移深度達180 cm。以上研究表明敵草胺在環境中廣泛存在于土壤和植物體內。

在20世紀90年代已有大量文獻報道敵草胺的檢測方法，如凱氏定氮法、堿解法、生測法、氣相色譜法等檢測方法[14,18-19]。近年來采用高效液相色譜法和氣相色譜法檢測敵草胺報道較多[20-21]。李方樓等[15]建立了敵草胺分子印跡固相萃取-高效液相色譜法檢測敵草胺殘留，認為敵草胺分子印跡原位整體柱具有高專屬親和力，有利于復雜樣品中微量敵草胺的檢測。梅文泉等[14]采用固相萃取-氣相色譜-質譜聯用法測定敵草胺等4種農藥，可有效清除樣品中的雜質，并對檢測條件進行了優化，其平均回收率為96.9%，檢出限為0.01 mg/kg。陳勝文等[22]應用手性ChiralpakOJ-H柱對敵草胺進行分離，并對其2個對映體用圓二色光譜進行了表征，結果表明外消旋體線性范圍為10～100 ng/mL，外消旋體最低檢測限為8 ng/mL，對映體純的檢測限為4 ng/mL。Li等[23]提出了一種基于激發發射矩陣（EEM）熒光二階校正的快速非分離光譜熒光測定方法，用于土壤、河流沉積物、廢水和河流水樣中敵草胺的測定。隨著檢測儀器和檢測方法不斷優化，敵草胺的殘留檢測也將更加精準。

4 敵草胺的環境行為

4.1 敵草胺在動植物體內的動態

崔利娥[24]和Cui等[25]發現施用敵草胺后，在紫花苜蓿植株地上部分檢出敵草胺濃度為0.111～2.444 mg/kg，根部為0.651～2.444 mg/kg，富集指數達2.526，且發現敵草胺在植株中首先以根部富集較多，但根部殘留含量下降較快，原因是被根部代謝系統降解或轉移至植株地上部分。Biswas等[26]在施用敵草胺后的茶園土壤和茶樹體內均檢測出殘留，且發現敵草胺在樹體內的降解比土壤中快。Qi等[27-28]研究發現，施用敵草胺對大豆和黃瓜的葉綠素含量無影響，對超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）和膜脂過氧化物活性的測定結果表明敵草胺可誘導氧化應激，番茄、黃瓜和油菜對敵草胺的降解不具有對映選擇性，而卷心菜對敵草胺的降解略有對映選擇性。敵草胺在植物體內的動態仍有待進一步研究。

姚小珊[29]在檢測人體尿液樣品中敵草胺外消旋體、對映體的殘留時，發現敵草胺的檢出率為100%。Xie等[10,30]研究表明，敵草胺對斑馬魚具有對映選擇性抑制作用，(R)-NAP的抑制作用強于外消旋體(Rac)-NAP和(S)-NAP；R-對映體對非目標生物的毒性最低，且0.01 mg/L的敵草胺可以促進植物生長。Pahari等[31]在山羊的排泄物和組織中檢測到3種敵草胺的主要代謝產物，即酰胺水解形成的1-萘氧基丙酸、氧脫烷基化形成的1,5-二羥基萘和N-脫烷基化形成的N-乙基敵草胺。代謝物結構式如圖2所示：

圖2 敵草胺在山羊體內的代謝反應

4.2 敵草胺在環境中的動態

敵草胺在土壤中發生降解和吸附行為。敵草胺會顯著改變土壤的微生物群落結構，土壤自生微生物對敵草胺的降解較為緩慢[32]。崔利蛾[24]檢測時發現種植了紫花苜蓿的土壤中敵草胺的濃度遠低于未種植紫花苜蓿的對照土壤，且發現根際土壤中敵草胺的殘留量顯著低于非根際土壤，說明紫花苜蓿有富集或加快降解敵草胺的作用。Gerstl等[33-34]證明了土壤對敵草胺的吸附屬中等水平，Kd（吸附系數）值在0.27～2.96 mL/g，吸附與土壤有機質含量高度相關，與土壤粘土含量僅略有相關。土壤吸附敵草胺后向周圍輻射擴散，高施用頻率下擴散移動橫向多于垂直，低施用頻率時垂直擴散移動多于橫向；擴散速率還與土壤的質地有關，在弱吸附土壤中分布較為均勻，在重吸附土壤中擴散表現出輕微阻滯。敵草胺在不同類型和不同粒徑微團的土壤的吸附具有一定的差異。土壤膠體對敵草胺的吸附能力大于土壤本體，在不同類型土壤膠體吸附容量按由大到小依次為草甸黑土膠體、黃泥土膠體、潮土膠體、黃棕壤膠體、紅壤膠體。在土壤粒徑小于0.002 mm和2.00～0.25 mm吸附容量最大，在0.25～0.02 mm和0.02～0.002 mm 2個粒徑范圍內吸附容量相對較小[35-36]。在水溶性有機物中以綠肥作用最為明顯，可使敵草胺吸附量降低9.5%～22.9%，遷移出土體的敵草胺含量提高43.54%～73.42%。在有機物豐富的土壤中施用敵草胺，可能會促進其在土壤中的遷移，對地下水污染構成威脅。水溶性有機物會明顯降低敵草胺在土壤中的吸附，并能有效促進敵草胺的遷移，其中在黃棕壤和石灰性潮土中效果較為顯著[37]。Xie等[38]研究了敵草胺對映體和外消旋體對銅綠微囊藻的毒性與環境行為，發現S-對映體降解最快；R-對映體比S-對映體更容易被銅綠微囊藻積累；S-對映體比R-對映體和外消旋體表現出更大的毒性；敵草胺對映體和外消旋體對丙二醛（MDA）無影響；SOD的增加與暴露時間有關；細胞中微囊藻毒素（MC）含量受到顯著影響。Sadeghzadeh等[39]研究發現，土壤中添加雞糞（CD）和棕櫚油廠廢水（POME）使敵草胺半衰期分別增加到69 d和49.5 d，表明加入CD和POME均能降低敵草胺的淋失量，且CD比POME更有效，而土壤滅菌后再添加無明顯影響。

5 敵草胺的環境毒理與生態效應

5.1 敵草胺的急性毒性

敵草胺的安全濃度為0.389 mg/L，當敵草胺濃度超過42.5 mg/L時，可在96 h內造成羅氏沼蝦的幼蝦全部死亡，24、48、72、96 h的LD50值分別為1.60、1.29、0.68、0.53 mg/L[40]。對小白鼠的致死中量LD50值大于5 g/kg，兔子急性經皮致死中量LD50值大于或等于2 g/kg；老鼠急性吸入LD50值大于或等于4.8 mg/L[41-42]。因此，應避免敵草胺長時間重復接觸皮膚、眼睛、衣服，尤其是避免吸入體內。

5.2 敵草胺的環境生態效應

敵草胺是農業實踐中較常用的除草劑之一，其持續應用對環境生態構成一定影響。敵草胺對土壤中底物誘導呼吸、總細菌數、脫氫酶、磷和脲酶均有負面影響，可導致底物誘導呼吸、脫氫酶、酸性和堿性磷酸酶活性降低，pH增加，硝化和固氮對敵草胺較為敏感，影響氮的轉化[32]。Guo等[43]發現敵草胺可造成土壤基礎呼吸下降，抑制土壤酶活性，可誘導毒性干擾土壤微生物種群導致微生物生物量的下降。Cui等[44]發現敵草胺可在油菜中積累，引發油菜O-2或H2O2增加，影響抗壞血酸過氧化氫酶、谷胱甘肽-S-轉移酶、愈創木酚過氧化氫酶等酶活性，造成油菜生長抑制和氧化損傷。敵草胺在紫花苜蓿植株內積累后抑制根部的生長，導致葉綠素減少；活性氧生成過量引起氧化應激，影響根和葉中硫代巴比妥酸反應物積累[24]。敵草胺對黃瓜和大豆葉片葉綠素含量沒有影響，但可引起氧化應激，對黃瓜和大豆的造成氧化損傷。敵草胺對大豆和黃瓜的根長、莖長和鮮重有顯著的抑制作用，出現主根較短、側根不發達和葉片生長受損，在低于0.5 mg/kg低濃度下則加速大豆根的生長和鮮重[28]。吳小毛等[45]對在敵草胺脅迫下土壤酶活性的動態響應進行了研究，結果表明，在培養前期，敵草胺對土壤過氧化氫酶和磷酸酶的作用分別是激活和抑制，且作用程度與濃度呈正比，對脲酶表現為低濃度激活，高濃度抑制，對脫氫酶也有激活作用；培養后期，土壤過氧化氫酶、脫氫酶、脲酶和磷酸酶活性表現為抑制和恢復的變化趨勢。

5.3 有關敵草胺的殘留限量規定

由于敵草胺的廣泛使用，已造成對生態環境不同程度的污染和破壞，對中藥材、水果和蔬菜等農產品質量安全造成不同程度影響。現已有多個國家和地區根據自身實際情況，對敵草胺在農產品、食品、飲用水等中的殘留限量做出了相應的規定，并發布了一系列的權威文件及標準。如在歐洲現行標準中植物、加工商品、輪作作物和牲畜中敵草胺最大殘留限量為0.05～0.2 mg/kg，但歐洲食品安全局根據第396/2005號條例（EC）第12條審查了目前敵草胺在歐洲最大殘留水平，仍然認為有很大一部分食品中敵草胺的最大殘留限量有待進一步商榷，并在2018年8月發布10.2903/j.efsa.2018.5394號文件，審查敵草胺在部分食品上的最大殘留限量。結果顯示，在枸杞、番茄、茄子和西蘭花中敵草胺的最大殘留限量為0.01 mg/kg；在亞麻籽、芝麻、葵花籽中最大殘留限量為0.02 mg/kg[46]。巴西國家衛生監督局在2017年12月發布第438號咨詢文件，修訂敵草胺在燕麥、黑麥、大麥、小黑麥等食品中的最大殘留限量為0.7 mg/kg。澳大利亞農獸藥管理局（APVMA）在2016年11月發布《澳新食品標準法典》，規定敵草胺在雞蛋、禽類及哺乳動物可食內臟、禽肉脂肪等部分食品中的最大殘留限量為0.01 ppm。我國農業農村部在2018年6月發布的“關于公開征求農藥最大殘留限量和農藥殘留檢測方法等食品安全國家標準（征求意稿）意見函”中《食品中阿維菌素等51種農藥最大殘留限量（征求意見稿）》規定了敵草胺在油料和油脂中最大殘留限量為0.1 mg/kg，在大蒜、青蒜、蒜薹等蔬菜中最大殘留限量為0.05 mg/kg。

6 敵草胺的降解

近幾十年來，除草劑的大量使用導致了其在生態系統中的大量生物累積，這已成為農田和水域中最常見的有機污染物之一[47]。敵草胺在土壤中的持久性較長，土壤有機質含量（P＜0.01）是影響敵草胺在土壤中吸附的主要因素，降解速率隨土壤有機質含量的升高而加快，其中微生物降解是敵草胺在土壤環境中降解的主要途徑[48]。相比于(R)-NAP，(S)-NAP更容易被環境中的微生物降解，但導致這一現象的生物學機制尚不清楚。Donaldson等[49]發現敵草胺在光照下半衰期為8.7～223 min，其在光下的降解速率與光強度呈正相關的關系；敵草胺在土壤中的降解半衰期為34～201 d，其降解速率跟土壤的類型、土壤水分含量、溫度、微生物量密切有關。Gerstl等[33]發現敵草胺在土壤中的降解符合一級動力學，半衰期為17～1 643 d，認為土壤含水量和溫度比土壤類型或初始濃度對降解的影響更大。崔利娥[24]研究表明紫花苜?？煞e累敵草胺殘留，減少土壤中殘留量；紫花苜蓿根系分泌物可為根際微生物提供營養，刺激土壤微生物活性，促進敵草胺降解。Walker等[50]在燈芯草田采集土壤樣品，通過實驗室富集培養強化降解，發現了2個能夠在純培養中降解除草劑的菌株，但未鑒定。敵草胺的降解速率隨土壤溫度（15～35℃）的增加而加快，并與有機質含量有關，而土壤微生物是影響敵草胺在土壤中降解的主要因素。郭華等[51]認為敵草胺在土壤中降解途徑為脫烷基，降解產物是N-甲基2-(1-萘氧基)丙酰胺和N-乙基-2-(1-萘氧基)丙酰胺。Huang等[52]從鞘脂菌屬sp.B2中克隆了參與敵草胺降解的SnaH和Snpd2個基因，發現(S)-NAP被酰胺酶SnaH快速轉化，SnaH首先裂解(S)/(R)-NAP的酰胺鍵，形成(S)/(R)-2-(1-萘基)-丙酸[(S)/(R)NP]和二乙胺，α-酮戊二酸依賴的雙加氧酶Snpd進一步將(S)-NP轉化為1-萘酚和丙酮酸。

7 結 論

敵草胺適用于煙草、棉花、水稻等多種作物防除野燕麥、早熟禾等多種雜草，防除效果較好。敵草胺微溶于水，容易進入生物體組織和土壤，其半衰期長，使用不當易造成殘留超標，危害環境和生物體。敵草胺是手性農藥，其不同的對映體(R)-NAP、(S)-NAP以及外消旋混合物(Rac)-NAP在手性環境和生物體內的生物活性和毒性均有差別。微生物對敵草胺對映體的選擇性分解代謝是重要研究方向，(S)-NAP相比于(R)-NAP更容易被環境中的微生物降解。敵草胺會改變土壤中的微生物群體結構，降低土壤酶活性。土壤有機質是影響敵草胺在土壤中吸附的主要因素，微生物降解是敵草胺在土壤環境中降解的主要途徑，其降解速率還跟土壤的類型、水分含量、溫度等相關。

敵草胺是較好的土壤處理除草劑，過去幾十年間在全球被廣泛施用，至今仍在除草劑市場上占有很大份額。隨著環保意識和要求的提高，敵草胺等施用廣泛、持效期長、潛在污染威脅較大的農藥應引起重視。當前對敵草胺污染土壤和水體修復治理的研究尚不足，已有文獻報道的微生物降解菌和富集植物、特異性酶等較少，高效降解菌株的發掘和馴化、特異性酶促降解的機理研究和富集植物的開發與評價等是未來敵草胺污染土壤修復的主要發展方向，而目前對敵草胺污染水體治理的技術主要有生物膜法、厭氧處理法、好氧活性污泥法等，今后應加強馴化對敵草胺具有較好抑菌效果的活性污泥，結合生物膜生物密度大、動力消耗小等優點使用，改良厭氧菌株以使其更有效分解污水中有機質。此外，還應豐富全國土壤和水體生態系統中敵草胺的殘留數據，加強敵草胺在生物體及環境動態相關研究，并完善敵草胺的合理施用規范，健全監管機制，從源頭控制其在農業生態系統中的投入量，加大其污染的修復治理力度，以緩解敵草胺對人體和環境的損害。