葛 玲，王 新，張亞楠

（沈陽工業(yè)大學 環(huán)境與化學工程學院，遼寧 沈陽 110870）

中國作為傳統(tǒng)的農(nóng)業(yè)大國，大量生產(chǎn)和使用農(nóng)藥［1-2］。農(nóng)藥主要類型包括除草劑、殺蟲劑和殺菌劑等［3］。目前全球除草劑、殺蟲劑和殺菌劑的占比分別為46%、24%和25%。相比之下，我國農(nóng)藥以殺蟲劑為主導，占比為40%，除草劑為36%，殺菌劑為22%。目前我國農(nóng)藥使用量位居世界第一，每年消費500～600 kt農(nóng)藥。噴灑農(nóng)藥時只有約30%的農(nóng)藥起到除病蟲害的作用，5%飄散至大氣中，其余65%流失在土壤中，農(nóng)藥流入土壤過多，超過土壤自身凈化的速度和能力，會造成土壤污染［4］，影響作物生長，進而影響食品安全和生態(tài)安全［5］。

本文介紹了四大類殺蟲劑的典型代表及其在土壤中的殘留情況，綜述了殺蟲劑污染土壤修復技術，闡述了典型殺蟲劑的降解機理，確定了其降解產(chǎn)物及降解途徑，并提出了殺蟲劑污染土壤修復的研究方向。

1 殺蟲劑分類及土壤殘留情況

殺蟲劑按照化學結構可以分為：有機氯類、有機磷類、氨基甲酸酯類、擬除蟲菊酯類、其他類等，典型殺蟲劑的名稱及結構見圖1。有機氯類殺蟲劑的典型代表包括滴滴涕和六六六。滴滴涕不溶于水，溶于有機溶劑，化學性質(zhì)穩(wěn)定，常溫下不分解，對酸穩(wěn)定，強堿及含鐵溶液易促進其分解。六六六溶于苯，微溶于氯仿，不溶于水和乙醇，化學性質(zhì)穩(wěn)定，在自然環(huán)境中降解緩慢，半衰期長達幾十年［6］。安瓊等［7］針對南京地區(qū)土壤中有機氯殺類蟲劑的殘留狀況進行了分析，滴滴涕和六六六的土壤殘留量范圍分別為6.3～1 050.7 μg/kg和2.7～130.6 μg/kg。研究表明，不同類型土壤中有機氯殺類蟲劑的殘留總量大小順序為：林地＜水稻土＜工業(yè)區(qū)土地＜旱地＜閑置地＜大棚蔬菜地＜露天蔬菜地。何曉云等［8］研究發(fā)現(xiàn)河北省農(nóng)田土壤中滴滴涕和六六六的殘留平均值分別為16.20 ng/g和5.45 ng/g，二者分別占有機氯殺蟲劑殘留總量的56.01%和8.92%。墨西哥農(nóng)業(yè)區(qū)滴滴涕和六六六殘留量范圍分別為5～22 ng/g和0.23～0.80 ng/g［9］。

圖1 典型殺蟲劑的名稱及結構

有機磷殺類蟲劑主要有樂果、氧化樂果、敵敵畏、毒死蜱和敵百蟲等品種，其中的典型代表毒死蜱微溶于水，溶于大部分有機溶劑。曾阿瑩等［10］研究了福州的43個土壤樣品，有機磷殺蟲劑總檢出率為97.67%，毒死蜱殘留量為9.77 mg/kg。FOSU-MENSAH等［11］在加納可可產(chǎn)地土壤中檢測出3種有機磷農(nóng)藥，其殘留量大小順序為：毒死蜱＞甲基嘧啶磷＞丙溴磷。

氨基甲酸酯類殺蟲劑主要包括敵蠅威、西維因、克百威、涕滅威和滅多威等?？税偻扇苡诙喾N有機溶劑，難溶于二甲苯、石油醚和煤油，克百威在土壤中的殘效期較長，半衰期為30～120 d［12］。張勁強等［13］發(fā)現(xiàn)，蘇南某市土壤中克百威殘留量高達10 μg/kg。孫?。?4］研究發(fā)現(xiàn)，銀川市郊大棚土壤中克百威檢出率為45.71%。

擬除蟲菊酯類殺蟲劑主要有溴氰菊酯、氯氰菊酯、氰戊菊酯和聯(lián)苯菊酯等。氯氰菊酯在弱酸中性條件下穩(wěn)定，遇堿分解，水解半衰期為1 d，難溶于水，在醇類、氯代烴類、酮類、環(huán)己烷、苯、二甲苯中溶解度大于450 g/L。擬除蟲菊酯類殺蟲劑在土壤中的遷移行為影響其在土壤中的殘留程度［15］。我國滇池周邊農(nóng)田土壤中氯氰菊酯檢出率為66.7%～100%［16］，廣東荔枝園土壤中氯氰菊酯殘留量為1.01～70.1 μg/kg-1［17］。在澳大利亞墨爾本，由于廣泛用于控制白蟻等城市害蟲，聯(lián)苯菊酯成為引起廣泛關注的殺蟲劑［18］。MAWUSSI等［19］發(fā)現(xiàn)多哥地區(qū)農(nóng)田土壤中氯氰菊酯檢出量高達3.728 ng/g。

2 土壤修復原理及現(xiàn)狀

根據(jù)修復原理可將土壤修復分為化學修復、生物修復和物理修復［20］，而聯(lián)合修復技術是未來土壤修復研究的主要方向。

2.1 化學修復

2.1.1 化學氧化還原

陳垚等［21］采用超聲波-熱聯(lián)合活化過硫酸鈉氧化降解土壤中的六六六，α-六六六去除率高達95.96%。

2.1.2 光催化降解

在含有TiO2和Fe3+的土壤中，毒死蜱光解半衰期分別縮短了14.98%和26.29%，光照20～40 min毒死蜱降解率達100%［22-23］。何娟等［24］研究了紫外光照射下納米TiO2對土壤中樂果的光催化氧化效果。楊凡昌［25］通過自制紫外光降解儀研究了土壤粒徑、相對光源距離、含水率等對聯(lián)苯菊酯在土壤表面的紫外光降解規(guī)律。

2.1.3 水解

葉泰等［26］發(fā)明了一種羧酸酯酶與金屬離子復合物水解擬除蟲菊酯類農(nóng)藥的方法。

2.2 生物修復

污染土壤生物修復主要利用生物的生命代謝活動分解土壤中的污染物，生物修復技術主要分為植物修復和微生物修復［27］。生物修復技術被認為是自然減少人類和生態(tài)環(huán)境中有機污染物的理想技術［28］。應用固定化微生物技術降解土壤中的農(nóng)藥已取得一定的進展［29］。

2.2.1 植物修復

ZHANG等［30］發(fā)現(xiàn)玉米植株在所設計的土壤污染濃度范圍內(nèi)對滴滴涕和六六六有一定的清除能力，其莖稈、根系的生物濃縮系數(shù)分別介于0.004～0.027和0.036～0.097。SALAM等［31］發(fā)現(xiàn)植物與酵母菌（CandidaVITJzN04）的協(xié)同作用增強了原位修復中有機氯農(nóng)藥林丹的去除效果。

2.2.2 微生物修復

陳銳等［32］篩選獲得一株微生物菌株ZZY-C13-1-9，可將土壤中200 mg/L的氧化樂果降解59.2%。田雨［33］采用固定化降解菌對毒死蜱的去除率高達97.4%。杜曉敏［34］利用細菌H27修復毒死蜱污染土壤，毒死蜱最大降解率為56.4%。墨西哥薩拉曼卡市研究人員篩選分離出的本地細菌對土壤中50 mg/L和200 mg/L滴滴涕的降解率分別為41%～48%和26%～31%［35］。劉麗［36］采用包埋-交聯(lián)法制得的固定化C菌株漆酶和固定化Y菌株漆酶對土壤中克百威的降解率達75%左右和70%以上；而采用包埋-吸附法制得的固定化C菌株漆酶和固定化Y菌株漆酶對土壤中克百威的降解率達86%左右和81%左右。微生物可在有氧和厭氧條件下將林丹轉化為毒性較低或無毒的產(chǎn)品，在有氧條件下可完全礦化［37］。劉珍［38］發(fā)現(xiàn)一株草酸青霉對100 mg/L的功夫菊酯降解率為49.28%～84.83%。YANG等［39］發(fā)現(xiàn)施用棉稈屑生物炭后，微生物對毒死蜱和氟蟲腈的降解作用增強。

2.3 聯(lián)合修復

2.3.1 生物-化學法

TRAN等［40］利用香根草和納米四氧化三鐵處理土壤中的滴滴涕，發(fā)現(xiàn)香根草和雙氧水、二價鐵離子發(fā)生的芬頓和類芬頓反應參與了滴滴涕的降解過程，增加香根草提高了滴滴涕的降解效果。

2.3.2 物理-化學法

NI等［41］使用pH 控制及添加增溶劑和電解質(zhì)的方法增強電動芬頓工藝處理污染土壤中的六六六和滴滴涕，以促進污染物的溶解和芬頓反應的氧化效率。

2.3.3 表面活性劑-生物法

陳蘇等［42］研究表明，混合表面活性劑-降解菌以H70+N處理的滴滴涕降解率最高，可達63.53%；生物表面活性劑-降解菌以RL20+N處理的滴滴涕降解率最高，可達42.32%，混合表面活性劑-降解菌的處理效果略優(yōu)于生物表面活性劑-降解菌。

呂良禾等［43］通過田間實驗研究了混合化學表面活性劑和生物表面活性劑鼠李糖脂對油菜和甲基營養(yǎng)型芽孢桿菌聯(lián)合去除土壤中滴滴涕的強化作用。結果表明，單種油菜處理、接種降解菌以及油菜－降解菌聯(lián)合處理土壤中滴滴涕降解率分別為12.0%、38.2%和43.1%。

聯(lián)合修復技術能有效縮短修復時間，提高修復效率，降低修復成本。

3 典型殺蟲劑的降解機理與途徑

3.1 滴滴涕與六六六的降解

周杰等［44］研究表明，用高鐵酸鹽與過硫酸鈉聯(lián)合處理滴滴涕和六六六的降解途徑見圖2和圖3。滴滴涕和六六六的降解途徑主要為脫氯脫氫和水解氧化。滴滴涕脫氯脫氫產(chǎn)生了滴滴滴的同分異構體米托坦，鄰，對′-滴滴涕脫氯脫氫產(chǎn)生了滴滴伊的同分異構體鄰，對′-滴滴伊。王占杰［45］發(fā)現(xiàn)，降解產(chǎn)物滴滴滴比滴滴伊更易于降解，滴滴伊未檢測出中間產(chǎn)物，說明降解較為徹底。

圖2 滴滴涕的降解途徑

圖3 六六六的降解途徑

γ-六六六先轉化為α-六六六和β-六六六，然后脫氯脫氫產(chǎn)生五氯環(huán)己烯、1，2，4-三氯苯和1，3，5-三氯苯。LI等［46］發(fā)現(xiàn)，β-六六六比α-六六六具有更強的抗降解能力，因此，β-六六六先轉化為α-六六六，再脫氯脫氫產(chǎn)生1，2，4-三氯苯，然后催化水解氧化生成2，4-二叔丁基苯酚和2，6-二叔丁基對甲酚。

3.2 毒死蜱的降解

武春媛等［47］研究表明，環(huán)境中毒死蜱的降解第一步是水解反應，2種反應途徑：中性和堿性水解，均屬于親核取代反應。如圖4所示，中性水解是由H2O的親核攻擊導致烴基的離去；堿性水解是由OH-在磷原子處的親核攻擊導致醇或酚基團的離去，生成3，5，6-三氯-2-吡啶酚和O，O-二乙基硫代磷酸酯。毒死蜱微生物降解以堿性水解途徑為主。RACKE［48］研究了土壤中14C標記毒死蜱的降解途徑，結果表明，毒死蜱經(jīng)土壤微生物降解途徑為堿性水解，產(chǎn)物為3，5，6-三氯-2-吡啶酚。王曉等［49］推測菌株Bacillus latersprorusDSP對毒死蜱降解的初級產(chǎn)物為3，5，6-三氯-2-吡啶酚。

圖4 毒死蜱的水解途徑

水解產(chǎn)物3，5，6-三氯-2-吡啶酚的進一步降解是毒死蜱完全脫毒的關鍵，通過烷基化反應（圖5），3，5，6-三氯-2-吡啶酚經(jīng)微生物作用生成3，5，6-三氯-2-甲基吡啶或3，5，6-三氯-2-甲氧基吡啶酚。RACKE［48］對土壤中毒死蜱的微生物降解結果表明，毒死蜱首先水解生成3，5，6-三氯-2-吡啶酚，進而降解為3，5，6-三氯-2-甲氧基吡啶酚，最終完全礦化為CO2。

圖5 毒死蜱水解產(chǎn)物TCP的微生物降解途徑

3.3 克百威的降解

王佳［50］研究表明，生物錳氧化物通過菌體的代謝物來升高環(huán)境pH，促進克百威水解生成克百威酚與氨基甲酸。氨基甲酸小分子迅速降解為甲氨和二氧化碳?？税偻舆M一步與生物錳氧化物發(fā)生反應，呋喃環(huán)斷裂，氧化物生成1，2-苯酚。1，2-苯酚苯環(huán)斷裂后進一步降解，最后降解為二氧化碳和水。在此反應初期，生物錳氧化物調(diào)節(jié)環(huán)境pH，促進酯鍵的水解；隨后錳氧化物進一步氧化其他中間產(chǎn)物，從而達到對克百威的完全降解，克百威的降解途徑見圖6。

圖6 克百威的降解途徑

3.4 氯氰菊酯的降解

孫麗娜等［51］從上海郊區(qū)某農(nóng)藥廠附近生長的牛筋草中分離到一株能以氯氰菊酯作為唯一碳源生長的植物內(nèi)生菌，命名為A-24，通過HPLC鑒定降解產(chǎn)物3-苯氧基苯甲酸，推測菌株A-24降解氯氰菊酯的途徑為：氯氰菊酯首先通過酯鍵水解生成二氯菊酸和3-苯氧基苯甲醛，在脫氫酶的作用下，3-苯氧基苯甲醛生成3-苯氧基苯甲酸，然后在雙加氧酶的作用下進一步降解，菌株A-24降解氯氰菊酯的途徑見圖7。

圖7 菌株A-24降解氯氰菊酯的途徑

4 結語與展望

農(nóng)藥的使用在帶來經(jīng)濟效益的同時會存在污染環(huán)境、危害人體健康等問題，因此不僅需要控制源頭開發(fā)更低毒有效的農(nóng)藥，也要及時治理污染，修復土壤環(huán)境。單一的修復手段會受到很多的制約，要研發(fā)多種土壤修復技術，并開發(fā)適用范圍廣且經(jīng)濟高效的配套技術。

a）微生物降解的方法雖然綠色環(huán)保，但是在實驗室條件下效果比較理想，在實際田間大規(guī)模應用很少，缺乏修復用菌劑產(chǎn)品和相應的操作規(guī)程。由于現(xiàn)在向土壤中投加微生物的方法多為直接噴灑，而且投加的微生物存在抗毒性侵害能力差、被原生動物吞噬、與土著微生物競爭處于劣勢等原因，導致外源投加微生物的生物量及代謝活性迅速降低，影響污染物降解能力。因此，如何使外源微生物定殖于原位環(huán)境中并穩(wěn)定發(fā)揮其功能，對菌株進行固定化研究十分必要。

b）要根據(jù)不同土壤性質(zhì)研究微生物在生態(tài)系統(tǒng)中的作用。生物炭作為土壤改良劑，可改善土壤環(huán)境，修復污染土壤，其將成為農(nóng)業(yè)和環(huán)境保護領域的研究熱點之一。

c）雖然我們已經(jīng)了解了有些殺蟲劑的降解途徑，但仍有大量殺蟲劑的完整降解機理研究還不充分。因此，清晰完整地闡明微生物降解某種殺蟲劑的途徑及相關的酶和基因，同時通過基因工程的手段構建更多高效可用的殺蟲劑降解工程菌是未來研究的重點方向。