摘要：除草剂施入土壤后会有一部分残留在土壤中，造成严重的环境污染，关于后茬作物的安全性问题一直受到社会的广泛关注。 降解土壤中除草剂的主要途径是微生物降解。 主要综述了 4 类常见除草剂(磺酰脲类、咪唑啉酮类、恶啉酮类、三唑并嘧啶磺酰胺类)的残留危害和研究现状，分析了微生物的降解途径以及微生物在降解过程中所面临的问题和解决方案。
关键词：除草剂;残留;微生物降解
随着农药的大量使用，土壤中残留农药造成的环境污染已经不容小觑， 严重时不但影响土壤肥力和降低农产品品质，甚至可能造成水污染，危害人体健康。 大量研究表明， 在自然环境中有大量的微生物能够有效地降解土壤中残留的农药，此外，生物降解的特点是无毒、无二次污染、价格低廉，是理想的降解途径。微生物具有各种各样的化学功能，如氧化还原、穿梭、脱氨和水解，其能量利用率极高，在降解领域应用极其广泛。
1 4 类除草剂残留危害及研究现状
1.1 咪唑啉酮类除草剂
1.1.1 残留危害 咪唑啉酮类除草剂在土壤中既不容易挥发也不容易发生光解， 并且残留时间长， 施用除草剂金普施特 2 年之后，甘蓝、甜菜和亚麻等作物仍不能生长[1]。 应用甲氧咪草烟 1 年后，对油菜、甜菜、卷心菜、亚麻和马铃薯仍有不同程度的毒性，导致这些作物无法正常生长; 低剂量对白瓜种子无明显伤害，高剂量对白瓜种子有明显药害[2]。
1.1.2 研究现状 咪 唑 啉 酮 类 化 合 物 是 一 类 ALS 抑制剂类除草剂[3]。 该类除草剂主要在有氧条件下被降解，其结构通式见图 1。 目前，能够降解咪唑啉酮类除草剂的微生物主要为土壤中的细菌， 包括酸单胞杆菌属、产碱菌属、芽孢杆菌属、海球菌属、节细菌属、丙酸杆菌属、无色杆菌等细菌，还有黑曲霉和放线菌。 陈玉洁等[4]分离出了能够降解咪唑乙烟酸的哈夫尼希瓦氏菌(Shewanellahafniensis)。后来又有人从土壤中分离出 14 株能够降解甲氧咪草烟的菌种，包括 8 株细菌和 6 株真菌，通过对比试验发现细菌的降解效率明显高于真菌。
1.2 磺酰脲类除草剂
1.2.1 残留危害 磺酰脲类除草剂挥发性低， 难以光解，只能通过水解和微生物降解的方式消除[5]。 磺酰脲类除草剂降解率受有机质含量、温度、土壤含水量、施用时间和化学结构等条件的影响。由于此类除草剂为超高效除草剂，所以微量残留就能药害到当茬和后茬作物[6]。 通过一系列的研究发现，对该类除草剂敏感的作物包括白菜、小麦、大豆、紫苏、甘蔗等。这类除草剂在土壤中具有相对较长的剩余时间，并且在施用后两年内仍对敏感作物产生毒性伤害[7]。 1.2.2 研究现状 磺酰脲类除草剂在全球范围应用很广泛。 然而，由于长期不科学地施用农药，磺酰脲类除草剂在土壤中的残留问题引起高度关注。 目前发现的可降解磺酰脲类除草剂的微生物类型包括真菌、细菌及放线菌(表 1)。
1.3 恶啉酮类除草剂
1.3.1 残留危害 恶啉酮类除草剂在土壤中具有持久的作用，在大豆田中每公顷使用超过 1.66 L 商业产品，对后期种植的玉米、高粱和稻谷的出苗没有不利影响，但对小麦有严重的植物毒性，出苗率降低约 20%，出苗白化率 30%～40%。 1.3.2 研究现状 微生物主要通过除草剂的矿化和共代谢来对农药进行降解，农药被分解成无机物质，不会对环境有危害作用。 更复杂的有机物质的降解过程需要各种微生物群落来协同完成。 在各种微生物的交替、协同或连续生物转化下完全矿化，可完全消除对环境的毒害作用。 目前研究发现可降解的广灭菌微生物包括曲霉属、芽孢杆菌属、甲基球菌和假丝酵母属。 异恶草酮分子式和其在工业上最广泛应用的合成路线见图 2。异恶草酮的分子结构比较复杂， 通过分离和富集两种互利、相互依赖的同类细菌，通过协同作用增加了它们矿化的可能性。研究表明，真菌对底物具有特异性，并且还可以产生更多的胞外酶。这些研究为广灭灵的降解提供了有效的理论依据。
1.4 三唑并嘧啶磺酰胺类除草剂
1.4.1 残留危害 这类除草剂主要是通过防止支链氨基酸合成从而阻止蛋白质的合成并最终阻止植物的生长。 大豆、玉米、小麦和马铃薯对它们具有高度抗性，而甜菜、油菜、向日葵、高粱和棉花对它们更敏感。 大豆在刚出现时喷洒，药害症状不明显。 大豆三叶期使用有轻微的植物毒性，但 2～3 周后植物毒性症状消失，大豆正常生长。 1.4.2 研究现状 迄今为止， 关于降解三唑并嘧啶磺酰胺类农药的菌种相关研究较少， 并未找到对该类农药有高效降解能力的菌种。
2 微生物降解原理、途径和影响因素
2.1 土壤中微生物的降解原理
2.1.1 矿化原理 矿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农药，将农药降解为无毒水、无机物质、二氧化碳等[17，18]。
2.1.2 共代谢原理[19] 可供碳源和能源的辅助因子可以帮助不能被微生物降解的新构成的化合物部分降解。 在自然条件下微生物不能通过共代谢的作用直接把获取碳源和能源作为降解过程中的生长基质时， 就会经过进化演变过程成为具有共代谢能力的微生物。 其中共代谢作用在实际降解过程中因辅助因子等因素进程会缓慢，并且降解程度也是有限的。
2.2 土壤中微生物的降解途径
对于不同种类不同化学结构的农药， 因其受环境因素以及微生物种类的影响， 被降解的途径有很多。因此由于农药种类多样性及降解复杂性，往往是多种反应协同进行。
2.2.1 酶促作用[20，21] 利用本身对农药有降解作用的酶系基因， 微生物会将农药直接作为惟一碳源和能源，分解成诸多分子量小的化合物，如果不产生这样的酶系， 则微生物可能经历基因突变或重组来寻求新的酶系。一般情况下，农药的微生物降解首先发生在农药原有结构受到微生物作用于有机污染物的部分影响时，污染物完整度被破坏;接下来在环境允许的条件下微生物将有毒性的农药进行降解， 其他化合物同时被微生物同化， 同时产生无毒或毒性较小的物质。 1)氧化作用。 在微生物降解农药时酶促作用方式中的氧化反应起到很重要的作用。有羟基化、氧化偶联、脱烃基等多种形式。如微生物通过酶系将氧加到苯环结构上， 然后插入一个羟基或形成一个环氧化物， 形成易溶于水且极性很强的化合物即为羟基化。 因此某种程度上苯环的羟基化是苯环开裂和进一步分解的先决条件。 2)水解作用。多为广谱性酶的水解酶如酯酶、磷酸酶或酰胺酶等参与反应，水解酶条件稳定，无需辅助因子。水解反应常用于含有醚类、酯类或酰胺键类结构的农药降解中， 水解产生的物质毒性降低但稳定性较差。
2.2.2 非酶促作用 非酶促作用方式指微生物自身不能够直接使农药降解，而是通过借助某些辅助因子来参与农药的转化并改变环境的酸碱条件或是通过促进光化学反应来促进农药的降解。 影响异恶草酮降解的因素主要有土壤的物理化学性质、温度、湿度和 pH，研究表明其降解主要取决于微生物的作用。 1)还原作用。 带硝基的农药经微生物作用还原成氨基酸衍生物， 如在某些带方环的有机磷农药代谢中硝基苯还原成苯胺类。 另外还包括醌类在微生物的硫醇类化合物作用下成酚类物质。 2)合成作用。 有毒分子或其一部分与另一种有机化合物通过缩合或共轭的相互作用最终使除草剂或其衍生物失活。
2.3 土壤中微生物降解的影响因素
2.3.1 微生物自身的影响 农药的降解与转化直接受微生物种类影响， 不同的微生物生存过程中的适应能力也明显不同，因此有不同的代谢活性。在面对同一有机底物或带毒性的金属时， 种类不同的微生物或种类相同的异种菌株有不同的反应效果。同时，微生物易于驯化， 并且还可以通过基于他们自身的基因定向突变创建新的酶系而降解。
2.3.2 环境因素的影响 温度、pH、营养物质、氧含量、底物浓度等都是其影响因素[22，23]。 研究表明温度过高微生物会失活而无法生存， 温度过低则微生物活性会受到抑制，酸碱度也会随之改变。 同时，随着农药浓度的增加，微生物的毒性也会增加。
2.3.3 农药结构的影响 微生物降解具有一定的专一性， 因此在一定程度上农药的结构影响与降解农药的微生物种类相对应，农药化合物的空间结构、化学分子量、 被取代的基团的数量及种类等均是一定的影响因素[24]。
3 研究中存在的问题及解决方案
3.1 存在的问题
农药的降解研究具有一定的局限性， 从理论到实际应用还有一定的差距。 试验过程中会面临许多问题，主要有以下几方面。 1)实际应用过程中微生物特性的变化。 微生物降解残留农药的试验地点主要是实验室， 培养出纯菌株，研究其特性和降解机理等，和自然界中实际应用有一定区别[25]。自然状态下，多种微生物共同将土壤中残留的农药降解， 从实验室到自然环境可能出现菌种降解活性大大降低的现象， 因此需要重新研究各种微生物在自然条件下的降解活性。 2)微生物的降解受农药浓度的影响。 微生物的生长状况与农药浓度有关;农药的组成较复杂，其可对环境造成污染的化合物有很多， 并且会随着环境变化而波动，确定过程比较困难。 3)环境对微生物降解过程的影响。 微生物所处的物理环境如温度、pH、湿度等，环境中所含的抑制物、 环境与微生物之间可能存在的拮抗作用以及环境中可能存在的捕食者等， 都会对可降解残留农药的微生物产生重要影响。 4)单一菌种降解农药可能会产生有毒物质。
3.2 解决方案
3.2.1 转基因技术[26] 随着遗传学以及分子生物学等学科迅速发展，大量的生物技术不断涌现，蛋白质组学、基因组学迅速兴起，使人类迎来了“超级农药降解菌”的时代，对降解除草剂的微生物群以及农药的降解机理进行更深入的研究，用 DNA 技术克隆更多的降解基因，并建立能有效降解微生物的基因库，从而进行大量的推广与使用。 3.2.2 构建多株复合系菌株 以前研究的降解农药的微生物主要为单一的纯种生物， 现阶段的科学技术已证实多株菌株混合效果比单 一菌株的效 果更好。研究表明，纯种微生物降解过程中会产生具有毒性的中间物质， 而多种微生物的协同作用可使产生毒害物质的几率大大降低。
4 小结与展望
微生物降解除草剂、 修复污染土壤这一技术具有高效安全、成本较低、绿色无二次污染的特色与优势，是农田除草剂污染问题的重要解决方法，具有很好的发展前景[28]。 本研究简要介绍了几种使用比较广泛的除草剂的特性及其在土壤中的残留情况以及国内外在该领域的研究现状。 结合目前该领域国内外研究的进展及技术研究探索， 总结出几条未来主要的发展方向： 构建具有遗传稳定性和生态适应性的高效农药降解工程菌[29];研究引入微生物除草剂降解基因，应用科学技术构建转基因作物，提高作物对除草剂的抗性等。由于现阶段还缺乏对农药微生物降解更深层的研究，这一领域存在的问题以及局限性很多，怎样在自然界筛选多功能微生物资源， 减少影响微生物降解的限制性因素并寻找归纳出微生物降解的最适条件， 为微生物降解产品的评估以及进入市场的安全管理制定完善的法律法规等，都是需要解决的问题。为此， 未来对本领域的研究可以在以下几个方面开展：①加强菌种资源和遗传资源的整合与开发，努力构建性能更稳定、降解效率更高的菌种;②致力于新农药的实验室研发工作，合成出更易降解，对环境伤害小的新农药产品，从源头防治污染;③加强对农药降解菌降解特性和降解机制的研究， 开发出更高效的降解酶资源[30]。 解决这些问题将使农药微生物降解的研究提高到一个新的水平， 由此会出现更先进的科学技术， 发现更多更好的处理土壤农药污染问题的方法，为未来本领域技术深层研发打下基础。
参考文献：
[1] 赵 爽.咪唑啉酮类除草剂的应用及降解[J].植物保护，2009，35(2)： 15-19.
[2] 黄春艳，陈铁保，王 宇，等.咪唑啉酮类除草剂对后茬作物安全性研究初报[J].农药学学报，2001，3(2)：29-34.
[3] 徐春春，杨常玲，林 苗，等.咪唑啉酮类除草剂的定性分析[J].广东化工，2016，43(5)：25-27.
[4] 陈玉洁，束长龙，刘新刚，等.咪唑乙烟酸降解菌的分离、鉴定及降解特性研究[J].农药学学报，2011，13(4)：387-393
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