除草剂阿特拉津生物降解研究进展_董春香

除草剂阿特拉津生物降解研究进展董春香　姜桂兰(吉林大学朝阳校区化学系,长春130026)摘　要　本文综述了近年来国内外在阿特拉津降解菌及降解途径方面的研究进展,及在微生物产生的阿特拉津降解酶、其操作基因方面的研究现状,并提出了阿特拉津生物降解的研究趋势。

关键词　除草剂　阿特拉津　生物降解Progress in study of biodegradation of the herbicide atrazineDong Chunxiang　Jiang Guilan(Departm ent of Chemistry,Jilin University,Changchun130026)A bstract　The summary of current prog ress in studies on microo rganisms,pathways, sy stem of enzy mes and genetic operatio n of biodeg radation of atrazine at home and abroad is presented.The trend of research in biodegradation of atrazine is put forw ard too.Key words　herbicide;atrazine;biodegradation1　引　言除草剂阿特拉津(Atrazine)又名莠去津,全称为2-氯-4-乙胺-6-异丙胺-1,3,5-三嗪,是一种广泛使用的除草剂。

阿特拉津是选择性内吸传导型苗前、苗后除草剂,用于玉米、高粱、甘蔗、果树、林地等,可防除一年生禾本科杂草和阔叶杂草,对某些多年生杂草也有一定的抑制作用[1]。

目前,阿特拉津在世界各国得到了大面积使用。

在美国,阿特拉津被列为使用最广泛的除草剂之一。

在1980—1990年间,每年喷洒阿特拉津达8000万磅[20]。

1986年,瑞典全国施用了120t的阿特拉津[2]。

1980年,全球释放到环境中的阿特拉津总计9×104t[2]。

阿特拉津虽然是一种低毒除草剂,但在土壤中具有中等持留性,其半存留期长达4—57周[3,4]。

由于其广泛使用,该化合物及其降解产物已在地表水[2,5,6]、地下水[7]、雨水[8]、大气[9]中检测出来,其浓度远远超过美国环保局规定的安全浓度[10],造成对环境的污染。

阿特拉津具有一定的生物毒性,达到一定浓度时,能抑制多种藻类的光合作用及生长[11],使鱼体内的Ca2+、Mg2+等无机离子浓度显著下降,导致其重要的生理功能发生紊乱。

当浓度达到3μg/L时,可使小鼠的染色体受损,杀死水底节肢动物[12]。

通过食物链富集会危害人类健康。

20世纪60年代以来,许多国家均致力于寻找高效降解阿特拉津的微生物。

到目前为止,已分离出能彻底降解阿特拉津的单菌株[13,14]。

阿特拉津生物降解机理的研究也获得了迅速发展。

近两年来,国内也开始了阿特拉津生物降解的研究报道[15,16]。

第2卷第3期环境污染治理技术与设备Vol.2,N o.3 2001年6月T echniques and Equipment fo r Environmental Pollution Co ntrol Jun.,20012　阿特拉津的生物降解降解阿特拉津的微生物主要包括细菌、真菌、放线菌、藻类等。

细菌由于其生化上的多种适应能力以及容易诱发突变菌株,在降解阿特拉津的微生物中占有重要地位。

对细菌的研究非常广泛,已进入了降解酶及基因水平的研究。

在阿特拉津降解过程中,真菌也起着重要作用,但由于其遗传方面比细菌复杂,分子水平的研究很少。

2.1　细菌降解阿特拉津的细菌主要是假单孢菌属(Pseudomonas)[14,17]和红球菌属(Rhodocdcus)[18,19]。

在诺卡氏菌属(Nocar-dia)[15]、不动杆菌属(Acinetabacter)、土壤杆菌属(Ag robacterium)[13]、蜡状芽孢杆菌(Bacillus cereus)[16]中也分离到降解阿特拉津的菌株。

2.1.1　假单孢菌假单孢菌在阿特拉津降解中起着重要作用。

Yanze-Kontchon等[17]从混菌中分离到能以阿特拉津为唯一碳源、氮源的假单孢菌YAYA6。

该菌在降解初期将环上20%碳以CO2形式释放出来。

当以阿特拉津为唯一碳源和氮源时,每摩尔的阿特拉津可以产生80g(干重)的菌体。

1995年,Mandel-baum等[14]从土壤中分离到以阿特拉津为唯一氮源且可以降解高浓度(>1000μg/ ml)阿特拉津的假单孢菌株ADP。

9×109个细胞/L的细菌在1.5h即可降解100μg/ ml的阿特拉津,并有80%环上的碳以CO2形式释放。

该菌株不论是生长细胞还是非生长细胞均能高效降解阿特拉津。

在施用阿特拉津多年的土壤中,ADP仍有效降解阿特拉津。

这说明该菌可用于土壤环境中,对阿特拉津的生物降解具有广泛的应用前景。

在ADP对阿特拉津的降解过程中,柠檬酸钠的存在可以促进阿特拉津的降解。

Giardina[29]及Bheki等[30]报道,葡萄糖的加入也可促进阿特拉津的降解。

2.1.2　红球菌红球菌广泛存在于土壤中,具有降解多种有机污染物的能力。

红球菌NI86/21可以阿特拉津为唯一碳源生长,但不能以其为氮源。

不能脱氯或开环。

其主要降解产物为脱乙基阿特拉津,脱异丙基阿特拉津及羟基异丙基阿特拉津。

红球菌B30、TE1也不能使阿特拉津开环,且更易于进行阿特拉津的脱乙基反应。

对这些菌阿特拉津降解反应均需氧的存在。

尽管红球菌降解阿特拉津有一定的局限性,与假单孢菌相比,加入一种易降解基质并不抑制且常常能加速红球菌降解难降解物质[18]。

2.2　真菌可使阿特拉津降解的真菌有:烟曲霉(Aspergillus fumigatus)、焦曲霉(Aspergillus ustus)、黄丙曲霉(Asperg illus flaripes)、葡枝根霉(Rhizopus stdonifer)、串珠镰孢(Fusari-um mo niliforme)、粉红镰孢(Fusarium rose-um)、尖镰孢(Fusarium axysporum)、斜卧青霉(Penicillium decumbens)、微紫青霉(Peni-cillium janthinellum)、黄体青霉(Pennicilli-um leteum)和绿色木霉(Tri-choolerma viri-de)。

Donnelly等[31]对9种菌根真菌和三种非菌根真菌降解阿特拉津的能力做了研究,发现菌根真菌和非菌根真菌都能降解阿特拉津,并且降解能力只与真菌种类有关而与真菌的生态型无关。

在降解过程中,真菌可以吸收大量的阿特拉津到细胞组织中。

氮和阿特拉津的浓度均影响阿特拉津被真菌同化的量。

这些真菌不能使阿特拉津开环。

众所周知,当真菌与寄生植物共同生长时,真菌的细胞外酶比纯培养时明显增强,因此,Donnelly认为,如果把阿特拉津同与寄2 环境污染治理技术与设备 2卷　主植物共同生长的腐生真菌菌株共同培养,由于生物量的增加以及酶活性的增强,真菌对阿特拉津的降解能力也会得到增强。

在粉红镰孢的作用下,阿特拉津可以发生水解,基本的代谢产物是羟基衍生物。

在烟曲霉的作用下,可脱去侧链烷基并发生脱胺基作用。

2.3　藻类近年来,发现藻类也能有效地降解农药,因此,对于藻类富集降解农药的研究也不断增多。

许多实验表明,藻类不仅能富集农药,还能将农药降解为无毒化合物或以农药为磷源、氮源生长。

藻降解农药的发现及其机理的深入研究,为去除环境中农药的残留又提供了一条途径。

Zablotowics等[20]在研究藻类对伏草隆的降解中发现,纤维藻和月芽藻能使阿特拉津去烃基。

衣绿藻属也能降解阿特拉津[21]。

阿特拉津只有在非毒性浓度时才能被降解,否则农药对藻的毒害作用将起重要作用。

2.4　混菌阿特拉津是生物难降解物质,能够完全降解(即矿化:M ineralization)阿特拉津的纯菌较少。

在环境中自然微生物群落对环境污染物的共降解现象是非常重要的[22]。

在生物降解阿特拉津的研究中发现,由于微生物的共降解或相互间的协同作用,通过两种或多种微生物的共降解过程及降解反应,阿特拉津也是可以完全降解的。

M andelbaum等[23]用阿特拉津作为唯一氮源对施用阿特拉津的土壤微生物进行富集培养,得到了结构稳定的混合菌。

该混菌可以使80%环上的碳以CO2形式释放出来。

但是,该混菌中分离到的任何纯菌都不能以阿特拉津为唯一氮源生长,而这些单菌的混合菌又具有了降解阿特拉津的活性。

羟基阿特拉津是该混菌降解阿特拉津的重要中间产物。

在高效菌的筛选中富集培养起了重要的作用[23]。

并且多次富集培养能更大地提高菌株对底物的降解能力。

例如:Mandel-baum等[23]在实验过程中发现,在第六次富集培养后,该混菌降解阿特拉津的半衰期为4—8d,而在第十二次富集培养后,降解100μg/m l的阿特拉津半衰期仅为0.5—2d。

假单孢菌株ADP也是经富集培养后从一种稳定的混菌中分离到的,而以前不能从该混菌中分离到任何高效菌。

Radosevich等[13]分离到的M91-3菌株也是在多次富集培养后得到的。

3　阿特拉津生物降解途径阿特拉津在土壤中的降解主要是生物降解,其降解途径如图1所示,主要包括3个过程:脱烷基、水解、开环。

3.1　脱烷基(即脱乙基或脱异丙基过程)降解阿特拉津的菌都产生脱乙基阿特拉津和脱异丙基阿特拉津[19]。

在不饱和区,乙基侧链的降解要比异丙基侧链的降解速度快几倍[24,25]。

而二者的继续降解速度很慢。

这就是不饱和区中脱乙基阿特拉津持留性高且频繁发现的原因。

例如:红球菌TE1降解阿特拉津产生脱乙基阿特拉津和脱异丙基阿特拉津后不能进一步降解这两种产物。

3.2　水解(即脱氯,用羟基取代)羟基阿特拉津主要是由化学水解产生的[26]。

由于阿特拉津的两个烷基的存在,使微生物脱氯较为困难[28,30]。

也有微生物可以降解阿特拉津产生羟基阿特拉津。

假单孢菌ADP、YAYA6均可使阿特拉津脱氯。

Mandelbarm等[27]发现,一种混菌可以从水中获取氧产生羟基阿特拉津。

3.3　开环与脱烷基等降解支链相比,阿特拉津开3　3期 董春香等:除草剂阿特拉津生物降解研究进展 图1　阿特拉津在土壤中的降解途径环更难。

在阿特拉津开环降解过程中,氧作为电子受体的存在非常重要。

与厌氧条件相比,好氧条件下,阿特拉津开环降解要快100多倍[24]。

因此,在深层土壤中,氧气的缺乏会阻碍阿特拉津的降解。

目前发生的能够使阿特拉津开环的菌株多为假单孢菌[14,17],红球菌较少。