（土壤学专业论文）甲磺隆除草剂在土壤中的结合残留及其微生物降解研究.pdf

摘要 甲磺隆( m e t s u l f u r o n m e t h y l ) 是我国在“九五”期间加以主要发展和推广的 一种磺酰脲类除草剂，主要应用于麦田防除阔叶杂草及部分禾本科杂草，具有用 量少、生物活性高、选择性强等特性。但是，在生产实践中发现该类除草剂在土 壤中极低的污染和残留就可以造成对后茬作物的药害，并对水土生态环境产生威 胁。因此，研究这类除草剂在各种土壤中的残留动态及其环境行为等，对合理用 药、减轻农药危害、提高土壤和水体环境质量以及保证农业可持续发展等都有重 要的理论和实践意义。本论文利用同位素示踪技术，采用长期培养实验，着重开 展了1 4 c 甲磺隆在各类土壤中的结合残留、土壤特性和环境因素的影响、结合残留 的结合形态以及结合残留物微生物降解作用等方面的研究和探索。f 取得的主要研 究结果如下： ( 1 )在实验室条件下研究了“c 甲磺隆在1 5 种不同土壤中存在形态的动态变化， 结果表明，2 2 4 天内，土壤中甲磺隆的残留量与降解时间之间符合一级反应动力学 指数方程c = c o e - - “，结合态残留率在培养第2 8 天时最高，可提取态残留率随时 间延长而不断降低。土壤p h 值与甲磺隆“c 残留物的降解半衰期、残留量及可提 取态残留量呈显著的正相关，而与结合态残留量呈显著负相关；土壤微生物的活性越强， 甲磺隆降解速率越快，但结合态残留量也越高；土壤中各腐殖质组分和粘粒的含量也影响 甲磺隆在土壤中的降解速率和存在形态。甲磺隆残留与土壤性质之间经逐步回归分析可得 到拟合效果较好的方程，y i = 1 0 3 4 2 0 0 0 3 x 2 0 0 6 5 x 3 - 0 1 4 9 x 4 ，y 2 = 3 2 1 5 - 0 3 6 9 x i + 0 0 0 1 x 2 ， y 1 = 9 8 4 7 _ 0 0 0 2 x 2 - 0 0 4 7 x r 0 1 1 2 x 4 ，y 4 = 1 2 5 1 3 7 + 5 6 9 2 9 x v - 0 1 1 8 ) ( 2 4 2 1 1 x 4 - 3 2 0 4 0 7 x s ( y l ： 可提取态含量，y 2 ：结合态含量，y 3 ：残留总量，y 4 ：半衰期；x l ：p h ，x 2 ：微生 物生物量碳，x 3 ：粘粒，) ( 4 ：富啡酸碳，x 5 ：全氮量) 。偏相关分析和通径分析结 果表明，土壤p h 值、微生物生物量碳和有机碳中富啡酸碳所占的比例是影响甲磺 隆在土壤中残留的主要因素。 ( 2 )从土壤有机质形态分级方法着手，探讨了5 种水稻土中甲磺隆结合残留物在 不同结合形态有机碳库中的动态分布及其与士壤性质的关系。结果显示，土壤中 ”c 甲磺隆结合残留为松结态腐殖物质 稳结态和紧结态腐殖物质，松结态甲磺隆残 留物的相对百分比( h 1 ) 与土壤c e c 、无定形铁含量变化规律相一致，稳结态甲 磺隆残留物的相对百分比( h 2 ) 与土壤p h 值、c e c 、交换性钙、无定形铁( 铝) 含量呈相反趋势，紧结态甲磺隆残留物的相对百分比( h 3 ) 与无定形铝含量变化规 律基本相似，但不同结合态甲磺隆残留物的相对百分比与土壤粘粒含量及各结合形 态腐殖物质含碳量之间的关系不是很明显。 ( 3 )“c 甲磺隆结合态残留物在土壤腐殖物质中的分布是：富啡酸 胡敏素 胡敏 酸。在处理最初2 8 天，富啡酸中1 4 c 一甲磺隆结合态残留物不断增大，随后减少；胡敏 素中的结合态残留量在2 8 - 2 2 4 天变化不大。甲磺隆c 结合残留物在不同土壤之间 的结合及其分布都是有差异的，与土壤p h 值、粘粒矿物类型等都有密切关系。分 布在不同形态有机碳库中的农药结合残留物在一定程度上也反映了其活性上的差 异，甲磺隆残留物在土壤中较强的迁移性及对后茬敏感作物产生药害均可能直接与 其在土壤腐殖物质中的分布有关。 ( 4 )不同温度、含水量等土壤环境条件下甲磺隆除草剂的消长动态规律为：在 4 0 田间最大含水量的土壤中，前1 4 天培养期间，甲磺隆“c 结合残留量为3 5 2 5 c 1 5 。但随后时间内却呈相反的趋势；土壤温度越高，h c 结合态残留量最 高值出现得越早，但随后减少的速度也快。在3 5 。c 条件下，土壤中甲磺隆h c 结 合态残留量为2 0 4 0 5 0 田间最大含水量。在试验范围内，甲磺隆降解半衰期 随土壤温度的升高和土壤含水量的增大而降低，但土壤中甲磺隆除草剂的降解对 温度反应更敏感些。土壤中甲磺隆结合残留降解的最佳环境条件为3 5 c 和5 0 e i 间最大含水量。另在2 5 c 条件下，研究了土壤含水量对甲磺隆结合残留物在土壤 结合态腐殖物质中分布的影响。结果表明，壤含水量越低，分布在土壤松结态 腐殖物质中的甲磺隆1 4 c 结合态残留率越高，2 8 天之后表现更为突出。在培养前 2 8 天内，不同含水量下的土壤中稳结态甲磺隆残留率差异不明显：2 8 2 2 4 天期间， 含水量低的土壤中稳结态甲磺隆残留率低。在培养前1 1 2 天期间，含水量低的土 壤中，紧结态甲磺隆残留率高，但黄斑田中4 0 和2 0 田间最大含水量间的差异不 大；随后的培养时间里才表现为紧结态甲磺隆残留率随含水量降低而减少。该研 究结果为阐明干燥土壤环境中易发生甲磺隆除草剂残留药害提供了进一步的依 据。 ( 5 )研究了不同处理土壤中结合态甲磺隆残留物对土壤微生物群落的影响，结 果表明，在9 3 0 m g k g 1 4 3 9 m g l ( g 浓度之下，土壤中结合态甲磺隆除草剂及其降 解中间产物的生态效应仍不容忽视，对土壤细菌、真菌具有显著的刺激作用，而 土壤放线菌却受到了强烈的抑制作用，抑制率高达1 0 0 ，至培养结束时( 8 4 天) v 放线菌数量还未恢复到对照水平，但微生物反应程度在不同土壤、氮素水平及培 养时间上皆存在一定的差异性。土壤微生物群落，尤其是放线菌，可作为评价甲 磺隆除草剂残留污染土壤生态环境效应的敏感指标。外源氮素( 尿素) 的添加， 既能增加土壤微生物的数量，也能缓减结合态农药残留物对土壤放线菌的毒害效 应。 ( 6 )土壤中甲磺隆“c 结合态残留物可通过生物或和非生物过程重新释放出 来，转化为生物有效性较高的可提取形态的残留物，而这部分可提取态残留物在 被降解成c 0 2 的同时也伴随着向结合态残留物的转变。培养期间，土壤中甲磺隆 1 4 c 一可提取态残留率和结合态残留率间存在极显著的线性负相关性，并且两者和土 壤细菌、真菌数量对数值之间均有着良好的相关性，但与土壤p h 、有机质、c e c 、 粘粒等之间的相关性并不显著。土壤中“c 结合态甲磺隆除草剂及其降解中间产物 可以再度被释放和降解，但其过程比较缓慢，其降解半衰期比母体化合物的延长 了许多倍。向含甲磺隆结合态残留物土壤中接种新鲜土壤以及添加外源氮素，不 仅能显著提高甲磺隆残留物的降解速率，还能促进结合态残留物和可提取态残留 物间的相互转化，而且氮素水平越高，甲磺隆残留物的降解半衰期越短。因此， 在生产实践中，通过施加外源氮素，优化降解环境，激活土壤自然微生物和酶的 活性，也将是提高甲磺隆结合残留物微生物降解的有效途径，但污染土壤快速修 复的最佳施肥方案还有待于进一步探讨和完善0 7 ， 、 关铡! 词1 4 c 甲磺隆土壤结合残留微生物降解 致谢 本论文是在恩师徐建明教授和谢正苗教授悉心指导下得以完成的。从论文的 选题、实验方案设计及实施、论文撰写与修改等方面都倾注了两位导师无数的心 血。恩师严谨的治学态度、渊博的专业知识、敏锐的学术思想以及勤勉的敬业精 神都给学生留下了深刻的印象，这将成为自己今后人生道路上宝贵的精神财富。 恩师虚怀若谷、宽厚仁慈，无论在学业上还是生活上都给予了无微不至的关怀。 在此，谨向恩师致以崇高的敬意，表达我最诚挚的谢意! 在论文完成过程中，得到了黄吕勇教授、王光火教授、侯惠珍副教授等老师的 精心指导和帮助。在实验研究工作中，本系的俞劲炎教授、吕军教授、厉仁安教 授、吴玉卫教授、莫慧明老师、陈国潮副教授、廖敏博士、章明奎副教授、王援 高副教授、姚槐应博士、邹献中博士后、柳云龙老师、吴良欢教授、方萍教授、 叶正钱副教授等老师也给我提供了大量的指导和协助。在攻读博士学位的过程中， 得到了赵启泉老师、楼建悦老师、钱秀萍老师、祝国群老师、丁小梅老师、叶兰 军老师等的关怀与无私的帮助。本校核农所叶庆富副教授、孙锦荷教授、沈伟桥 老师、徐步进教授、张永熙副教授、汪志平副教授、唐世荣教授、史建军副研究 员、郭江峰博士、朱明峰老师等在”c 放射性的研究技术和实验条件方面给予了鼎 立支持。本校生命科学院的闵航教授和环资学院的沈东升副教授在土壤微生物的 研究工作中提供了热忱的指导和帮助。在此向他们表示衷心的感谢! 非常感谢本实验室倪进治博士、吴卫红博士、俞慎博士、郭朝晖博士、刘方博 士、姚斌、张永志、胡著邦、张超兰、王秀丽、朱优峰、施加春、刘杏梅、冯玉 科、黄宏刚、腾应、龙健、凌婉婷、李建华、李静、何艳、李艳等研究生在我攻 读博士学位期间给予了积极的配合和协助。他们营造了愉快和谐的、积极向上的 实验室氛围和学习环境，使我的论文得以按时顺利完成。韩如赐博士、梅建凤、 张光亚、吴小伦、王圆圆、周德平、周旭辉、陈永强、韩晓菲、汪湖北、张平等 同学，以及我的室友龙新宪博士，在我的实验和论文撰写过程中提供了很大的帮 助。陈建锋、姜春月、胡远党、杨林飞女士等还参加了部分研究工作。我在此一 一表示感谢! 我深深感谢我的家人这么多年来对我的全力支持和无私关怀，特别感谢我的 爱人周国红先生对我的默默支持和无微不至的关心。衷心谢谢你们的无私关爱和 浓浓亲情，激励着我勇往直前。 值此论文成稿之际，谨向所有曾给予我指导、帮助和支持的领导、老师和同学 以及将要参加本论文评阅和答辩委员会的各位专家和教授们，一并表示由衷的感 谢和诚挚的谢意。 谨将此论文献给所有理解和关爱我的人们! 汪海珍 嬲年5 一于抿州 钎廖戈铲萨士学缢静冀 第一部分文献综述 第一章除草剂发展的历史、现状与展望 除草剂，就是用以消灭或控制杂草生长的农药( 韩熹莱等，1 9 9 3 ) 。化学除草 的研究和实践以及除草剂的广泛应用，为有效地防除农田杂草，保证农作物的高 产稳产，创造了有利的条件。随着化学除草技术的推广普及、农业机械化的发展 和耕作栽培技术的革新，特别是少耕法与免耕法的采用，在杂草综合治理中，化 学除草将日益显示其优越性，并将继续发挥其突出的作用。 1 1 国外除草剂发展概况 1 8 9 5 年，法国葡萄种植者m l b o n n e t 在防治葡萄霜霉病时，观察到从葡萄 杆滴落下来的波尔多液能伤害一些十字花科杂草而不伤害禾谷类作物，紧接着德、 美、英等国家也几乎同时发现硫酸铜的选择除草作用，这一偶然发现就是农田化 学除草的开端( 苏少泉，1 9 8 9 ) 。在此阶段，除了使用硫酸铜外，还试验了硫酸铁、 硫酸铵、硝酸钾、盐酸、硫酸、硝酸及砷化物等无机化合物的除草效果。一直到 3 0 年代初，这一时期人类使用的除草剂都是无机的金属盐和酸，它们的除草作用 主要是依靠其腐蚀性。虽然这些化合物的选择性差、杀草谱窄、用量大、成本高， 未能广泛用于农田，但却开辟了化学除草的途径。 1 9 3 2 年有机除草剂二硝酚与地乐酚的发现，使除草剂开始步入有机化合物的 领域。这些除草剂的选择性不强，仅能局部杀死杂草植株，不能斩草除根，但却 使除草剂向前迈进了一大步。1 9 4 2 年内吸传导性除草剂2 ，4 滴( 2 ，4 一d ) 的发明和 利用，开创了近代化学除草的新纪元。它不仅生物活性高、选择性强、杀草谱广， 而且除草效果十分明显，因而迅速在农业生产中大面积使用( 苏少泉，1 9 8 9 ：韩 熹莱等，1 9 9 3 ) 。在2 ，4 滴的影响下，大大促进了有机除草剂工业的迅速发展，世 界上许多化学公司竞相开发新的除草剂，一系列新型高效除草剂相继出现并在生 产中应用。 2 0 世纪5 0 、6 0 年代主要开发了氨基甲酸酯、硫代氨基甲酸酯、均三氮苯、 取代脲、苯甲酸类和酰胺类除草剂等，用量多在2 5 千克，公顷( 韩熹莱等，1 9 9 3 ) ； 7 0 年代以来，随着有机合成化学、生物化学、计算机等学科的发展，除草剂的应 用发展十分迅速，涌现了大量高效、超高效、选择性强、杀草谱广、作用位点相 汪淳珍? 甲磺謦徐革翻在i 壤中醇结合践留a 其截t 静辞解碍究 对固定的除草剂种类，除草剂在农药产品中所占的比例持续增大，其年产量、销 售值逐步跃居农药之首( 图1 - 1 ) ( 苏少泉，1 9 8 9 ；韩熹莱等，1 9 9 3 ；李斌，1 9 9 8 ； 张一宾，1 9 9 8 ；吴霞等，2 0 0 1 ) ：进入8 0 年代，超高效、超低用量( 2 7 5 克公 顷) 、高选择性除草剂磺酰脲类除草剂的发现，将除草剂品种的开发和应用又推向 6 0 集 一 妻4 0 上 莲 2 0 o 图卜1 世界各大类农药的发展趋势 f i g 1 1t h et r e n do fp e s t i c i d e si nt h ew o r l d 了一个新阶段，成为近2 0 年来农药研究和应用中最活跃的领域( 李斌，1 9 9 8 ) ； 9 0 年代国外新除草剂的开发，仍以乙酰乳酸合成酶( a l s ) 抑制剂的合成为主流， 三唑并嘧啶磺酰胺类和嘧啶醚类除草剂是继咪唑啉酮、磺酰脲类除草剂之后开发 的另两类高效a l s 抑制剂：到9 0 年代后期，由于杂草对a l s 抑制剂类除草剂的 抗性逐渐明显，酰亚胺类、环状亚胺类、脲嘧啶类、三唑啉酮类、四唑啉酮类、 吡唑类及环己烯酮类等非乙酰乳酸合成酶抑制作用方式的其它种类除草剂发展比 较迅速( 表1 1 ) ( 叶贵标，1 9 9 9 ：陈美乾，2 0 0 0 ；刘长令，2 0 0 0 ；刘志俊等，2 0 0 0 ： 李宗成，2 0 0 1 a ；李宗成，2 0 0 1 b ) 。 随着人类对环境保护越来越高的要求，对环境友好安全、高效低毒、低用量 高选择性等特点的除草剂新品种的研究开发是一必然趋势，而一些用量高、毒性 大的除草剂将逐渐退出市场。 1 2 国内除草剂发展概况 几十年来，我国除草剂工业逐步发展，品种不断增多，使用面积迅速扩大， 在农业生产中发挥了重要作用，但是，应当看到，我国的除草剂工业基本上是以 仿制国外品种为主，与发达国家相比存在着很大的差距( 胡笑形，1 9 9 8 ：张玉聚 等，2 0 0 0 ) 。 ooon00ni o o n o o n n卜一0n卜小 o o 婚o o n 寸 o o o n 3 0 = o o 益，6 0 口 o o o n o o n 卜 0 0 2 oon- 抖鬃苫理求箍擗谣藻埒帐 蚪张古廑 蚪按褂谣藻幡怅 潞礤毒精褂蒜藻将*擗黑亡厘 瓣礤古理抖荣意将怅料黩 料蒜凄幡帐褂黑鏖 淞磔曩嘣k攥攀划撑 舞葚*州悄 田谢田鼹 殴眯簧寨葛乍 非嚼k撑骧*h田鼹辩承印涨焉*嗣樱骡田幡越田警禳繁 舻k攥臻*卅粼、|， 幕幕霉磁求霉最 脉艇辫镁啦朵器晕溢uu粹-0耋鸳最键如餐磐朵磊幂涣毒睾m脚_l螺帐米罹器嚣链甚骣善旨隧 幂磊霰瓣鼎瓤幕藤器景hh搭峨果旺世如最 幕磊荤1l螺幡皋瑶擎如采 缝菇媒誉 髓落睁醐吾芒鹾营誉鍪谢将 毯将珊普鲻窿 隆g 登 垡碍 般撇艏女抖张撂甜陋 芒廿o 篷抖篮嘁瞄骚黩格迸熏 on卜n，6虮小一 0 0 2 o o o 口o o i o o a oonn【：oo口o o o n o o o n 抖黑藻幡帐求希抖谣量厘抖礤枣*怅划球瓣礤吉理 抖鬃言疆求希寅碟离幡帐 料荣高幡帐抖礤古骣 擗蒜罂醛瓣蒜忘埒怅静蒜言理求恃直礤凄埒怅 抟*旧划攥吲k 淞凳嚣氆眯眯恒*旧罅露胛涨箍罐罂*懈 筘匮眯，田鼯糕聪 嗣拳爿e圜嵌圜睬簧葚非州k*问悄 粼懈蔫餐如幕器最hh螺垛米旺蛄如果幕纂军溢uu袢藤器霏键如餐墼 幕器嚣_一螺皤米旺世如装 幕摹最苗uu粹罹器嚣镬如餐磐 幕器器旃求潮扭 邂 将将嚼露船链埔坛芒缮醛g 甾甾拯磐 龉甜 醐腻 镬宴吲幸l 甜晕 宦索蚌畦 芸廿o n 世瓣格撂瓣帐嗽篷将鼹 ooo”一000n o o ” o n n n o o = o o n no o n 一0 0 0 n 筘骧氐黑抖忸馨憾檬裔 抖礤吉疆隶嚣擗嵌藻埒怅 蚌蒜毒理霉1i!*长螋糌垛占m磷抖礤蕾理 圜眯涨箍碑露胛攥骧驰爆罂抖孥撑壤吲k医特嚣髅辩田*旧田瓣糕悄 幕器器溢uu拌蒹器器餐如餐罂 幂器最蒜求划舡糕懈舞餐如 粼懈赫镁如 滏基磐 器甾 醐 菩斑聚驿将 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8 年沈阳化工厂开始生产五氯酚钠、2 , 4 d 、2 , 4 ，5 涕( 2 ，4 ，5 t ) ，揭开了我 国除草剂工业的历史；6 0 年代合成生产了敌稗、扑草净、除草醚、茅草枯等；7 0 年代先后生产应用了西玛津、稗草烯、燕麦灵、敌草隆、草甘膦、灭草松等1 0 多个品种，1 9 7 8 年首次从国外较大数量进口了氟乐灵、拉索、利谷隆、百草枯等 四种除草剂；1 9 8 0 年以后，国产除草剂品种与数量不断增加，相继生产了丁草胺、 禾草丹、乙草胺、地乐胺、敌草胺、苄醚磺隆、野麦畏、燕麦枯等，同时开始批 量进口比较短缺的除草剂；9 0 年代以来，除草剂迅速发展是我国农药工业的突出 特点之一，目前原药生产厂家达1 1 0 多个，除草剂品种约6 0 个，除草剂的产量达 7 万吨左右，但我国农药生产中除草剂的产量与杀虫剂相比还很少( 韩熹莱等， 1 9 9 3 ；华小梅等，1 9 9 6 ；李斌，1 9 9 8 ：张一宾，1 9 9 8 ；胡笑形，1 9 9 8 ；张玉聚等， 2 0 0 0 ) ( 图1 2 ) 。 盒 嚣 丑 旬 甚 1 9 7 01 9 8 0 1 9 8 51 9 9 01 9 9 11 9 9 21 9 9 3 1 9 9 4 1 9 9 5 1 9 9 61 9 9 82 0 0 02 0 0 12 0 0 5 图1 - 2 中国各大类农药的发展趋势 f i g 1 2 t h et r e n do fp e s t i c i d e si nc h i n a 我国从1 9 5 6 年起在稻、麦田使用2 , 4 - 滴防除杂草，除草剂应用开始起步。1 9 6 3 年成立了全国化学除草领导小组，6 0 年代后期至7 0 年代末期，在多种作物地开 展了化学除草的试验、示范，这一阶段是我国化学除草的起始阶段，发展比较缓 慢。改革开放以后，从8 0 年代开始我国除草剂的使用有了较快的发展，防治面积 不断增加，每年化学除草的面积约增加2 0 0 万公顷( 苏少泉，1 9 8 9 ：韩熹莱等， 1 9 9 3 ；华小梅等，1 9 9 6 ：胡笑形，1 9 9 8 ；涂鹤龄，2 0 0 1 ；冯维卓，2 0 0 1 ) ( 表1 2 ) 。 表1 - 2 中国农田化学除草面积的变化情况 墅些! ：! 堡! 塑! ! ! ! ! ! 幽! ! ! 翌p ! 型坐竺! 坐 年份1 9 6 71 9 7 41 9 7 8 1 9 8 01 9 8 31 9 8 41 9 8 51 9 8 71 9 8 81 9 9 01 9 9 51 9 9 92 0 0 0 面积 ( 万公 页) 3 2 7 1 6 6 _ 72 6 6 74 0 04 6 6 76 6 6 _ 78 6 71 3 3 01 6 6 71 8 0 04 1 3 36 0 0 06 4 0 0 如 加 0 汪喀珍? 甲磺_ l 埝草粕在| 壤聿蟾结合践留a 英微t 物降解霹究 然而，与国外相比，我国使用的除草剂如磺酰脲类、咪唑啉酮、酞酰亚胺、嘧啶 水杨酸等高效、低毒的新品种较少，并且各种作物田使用的除草剂制剂数很不均 衡，适合稻田、麦田、玉米田和大豆田等使用的除草剂相对过多，而烟草、蔬菜、 中药材、草坪等作物上的除草剂很少( 苏少泉，1 9 9 9 ；陈良等，2 0 0 1 ) 。农药在农 副产品和环境中的残留将直接影响到农副产品质量以及人类健康等，人们要求没 有被农药污染的食物和环境。而且中国加入w t o 之后，在今后一定时期之内， 小麦、玉米、大豆和水稻等大宗作物的种植面积必将有所减少，而经济作物的种 植面积会不断扩大。因此，我国除草剂品种的开发应用必须适应这些变化，同时 也需要加强高活性、长残效除草剂科学使用和残留药害等方面的研究。 1 3 除草剂推广应用中出现的问题 1 3 i 农田杂草抗药性增强，杂草群落组成演替加速 在除草剂开发应用迅速发展的同时，世界各国却发现了越来越多的抗性生物 型杂草以及农田草相变化加快的问题。例如，加拿大国家大面积玉米田出现了抗 均三氮苯类除草剂的多种杂草；由于2 , 4 。滴除草剂的广泛应用，美国中西部地区 禾本科杂草已发展成为一个严重的问题：磺酰脲类除草剂上市不久，就有报道表 明刺莴苣的抗药性；而在我国东北地区的大豆田，连续使用氟乐灵和甲草胺后， 抗药性杂草鸭跖草、龙葵、狼把草等大量繁殖；玉米田中因长期使用阿特拉滓， 恶性杂草马唐的抗药性上升；在东南沿海冬小麦田长期使用绿麦隆，芒草对其抗 性增加；在麦田连续使用2 , 4 滴丁酯后，荞麦蔓、裂边鼬瓣花等抗药性杂草危害 加剧；江浙地区连年使用甲磺隆、绿磺隆引起了麦田草相的变化，麦田中芒草及 牛繁缕的危害日趋加重；在稻田中由于长期单一使用丁草胺、乙草胺等除草剂， 稗草数量得到了控制，但千金子、矮慈姑、萤蔺、野荸荠、水莎草等杂草数量大 幅度上升；而在四川，由于长期使用百草枯的地区，通泉草表现出明显的抗性( 苏 少泉，1 9 8 9 ；马浏勉，1 9 9 4 ；徐加生，1 9 9 8 ；冯维卓等，2 0 0 0 ；涂鹤龄，2 0 0 1 ) 。 其它还有许多实例，这将是除草剂品种研究发展中的一大挑战。 l - 3 2 除草剂的残效药害问题 除草剂对作物产生药害的原因很多，有除草剂本身选择性等特点的因素，也 有使用技术和环境条件等方面的问题。其中残留除草剂及降解中间产物对环境和 非靶标生物群体的不良影响，已引起高度关注。 如近年来，阿特拉津、嗪草酮、甲磺隆、绿磺隆、苄嘧磺隆、唑嘧磺草胺、 咪草烟、二氯喹啉酸等高活性除草剂的推广应用，为农田防治草害发挥了重要作 劳肛上学净士铲理静支 用，但是由于在土壤中残效期较长，残留除草剂对后茬敏感作物的药害事故频繁 发生，给农业生产造成严重损失( 王焕民，1 9 9 5 ；苏少泉，1 9 9 8 ；范志金等，1 9 9 9 ； 冯维卓等，2 0 0 0 ；涂鹤龄，2 0 0 1 ；赵建庄，2 0 0 1 ；j u n n i l ae ta 1 ，1 9 9 4 ) 。而除草剂 的污染不仅仅是药剂本体形成的，它使用后在环境中的一系列降解中间产物也会 表现出不同程度的毒性，有的降解中间产物基本上是无毒的，有的与母体相同依 然具有残留毒性，有的个别降解中间产物比母体的残毒更突出。麦草畏二甲胺盐 降解为麦草畏酸，然后挥发而伤害大豆是早期发现的除草剂降解中间产物危害作 物的事例：稻田除草剂杀草丹在还原条件下脱氯而产生的脱氯杀草丹使水稻矮化， 已是杀草丹使用中存在的突出问题( 苏少泉，1 9 8 9 ) 。 另外，残留于土壤中的除草剂，有相当一部分与土壤组分形成生物活性较低 的结合态残留物，但大量事实证明这部分结合态残留物仍可因微生物或土壤动物 等的活动再度转化为生物活性较高、植物可吸收利用的游离态残留物，成为威胁 环境安全的“化学定时炸弹”( 安琼，1 9 9 2 1 单正军，1 9 9 8 a ；苏允兰等，1 9 9 9 ： h e l l i n g e ta 1 ，1 9 7 8 a h e l l i n ge ta 1 ，1 9 7 8 b ik h a ne ta 1 ，1 9 8 1 ：o e v a oe ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 1 3 3 除草剂对人类健康的影响 除草剂在绿色植物与高等动物体内的生物化学反应虽有很大差异，但并不因 此表明各种除草剂对哺乳类动物都呈低毒。某些除草剂( 如无机砷的化合物) 对 任何生物都具有毒性。有一些除草剂尽管对植物和动物的致毒作用是不同的生化 系统，但也具有毒性。如克无踪能很快进行环氧化还原作用而产生过氧化物，对 植物是影响光合作用，对动物则使肺胞壁的胞膜致毒( 张殿京等，1 9 9 2 ) 。所以， 与杀虫剂、杀菌剂相比，虽然除草剂对人类的直接危害性相对较小，但除草剂或 其降解中间产物对人类的( 潜在) 毒性也是不容忽视的。 目前，随着人类环境保护意识的提高及科学研究的深入，有关地下水等环境 中除草剂及其降解中间产物的残留污染越来越受到人们的关注( 韩熹莱等，1 9 9 3 ； 朱忠林等，1 9 9 8 ：h a l l b e r g ，1 9 8 9 ；h o l d e n e ta 1 ，1 9 9 2 ；w i e t e r s e ne ta 1 ，1 9 9 3 ；c r a v e n ， 2 0 0 0 ：k o i n n e ta 1 ，2 0 0 0 ) ，而除草剂的“三致”作用或环境激素效应等的报道也 日益增多( 蒋学之，1 9 9 7 ；王毓秀等，1 9 9 9 1 华小梅等，2 0 0 0 ；大前和幸，1 9 9 9 ) 。 如除草醚危害性已被人们所认识，近年已遭禁用( 华小梅等，2 0 0 0 ) 。另有研究表 明，2 , 4 滴、2 ，4 ，5 涕及降解中间产物二。恶英类物质对人体有较大的致畸、致突变、 致癌等作用( 王毓秀等，1 9 9 9 ) ；丁草胺在微生物降解的过程中，可生成具致变性 的中间代谢产物( 马文漪等，1 9 9 1 ) ：甲磺隆对大自鼠的体细胞可能有致突变的作 用( 李凤珍等，1 9 9 6 ) 等等。 9 0 年代以来，环境化合物的内分泌干扰效应引起了学术界和世界各国政府的 岿蓐珍，尹硝胳祭乒利在土壤尹彭群舍茸矽盈算爰l 移伊，妒何窖 高度重视。环境中有许多人工合成的化学物质，可以通过食物链或生物链进入动 物和人体内，扰乱内分泌系统的正常功能，对肌体健康及后代或人群都有很大的 不良影响。这种外源性化学物质命名为“内分泌干扰物质”，也称其为“环境激素” ( 大前和幸，1 9 9 9 ) 。目前在环境中已被证实的环境激素有7 0 余种，除了镉、铅、 汞3 种金属类物质外，其余6 7 种都是有机化合物，其中除草剂有1 0 余种2 ，4 滴、2 , 4 ，5 涕、五氯酚、杀草强、阿特拉津、甲草胺、西玛津、除草醚、氟乐灵、 西草净、嗪草酮等( 王毓秀等，1 9 9 9 ；宋宏字等，2 0 0 1 ) 。 既然除草剂等农药对靶标生物有灭杀或抑制作用，就很难避免它对其它动物、 植物、微生物和人类的危害。目前生物除草、抗除草剂转基因作物及其它技术虽 得到了一定的发展，但化学除草仍占较大的比重，其残留或污染不可能完全消除。 因此，对土壤环境中除草剂及降解中间产物的行为、残留机制及其存在形态、残 留物与土壤组成的相互作用及其生物有效性、提出解决或控制其残留污染的对策 等方面的研究有着重要的理论和现实意义。 钎豇戈学妒士学缢给：戈 第二章农药和土壤腐殖物质的结合残留及其环境意义 2 0 世纪7 0 年代中期，“c 标记农药的使用，使人类发现了农药及其降解中间 产物与土壤组分结合形成的结合态残留物。随后的3 0 多年里，涉及农药结合残留 的研究日益活跃，人们逐步意识到结合残留物潜在的环境效应。但是，由于结合 残留本身的复杂性，对其进行深入的研究至今还存在一定的难度，在结合残留物 的结合机理、提取分离、纯化、定性分析等方面仍处于发展、完善阶段( 安琼， 1 9 9 2 ；郭江峰等，1 9 9 6 ；k h a ne ta 1 ，1 9 8 0 ：d e ce ta 1 ，1 9 9 7 a ：j o n e se ta 1 ，1 9 9 9 ) 。 然而随着农业现代化程度的提高，农药用量和农药新品种还将迅速增加。因此， 农药结合残留及其对生态环境影响等，仍是一个值得探索和需要加强研究的课题。 2 1 土壤中农药结合残留的形成机理 农药结合残留的形成过程，是伴随着农药降解过程同时发生的。土壤中能结 合农药残留物的组分有有机质、有机无机复合胶体及各种粘土矿物等，其中具有 多种官能基团、网状结构的土壤腐殖物质是最主要的活性组分( 施国涵，1 9 8 2 ； 安琼，1 9 9 2 ；单正军，1 9 9 8 a ：s t e v e n s o n ，1 9 8 2 ；b o l l a ge ta i ，1 9 8 3 a ；b e n o i te ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 b o l l a g 等人认为，许多工业及农用化学品具有与土壤腐殖物质相似的结构，所以 在腐殖化过程中这些外源性有机污染物和代谢中间产物可与土壤有机物质牢固结 合在一起，形成结合残留( b o l l a g e ta 1 ，1 9 8 3 a ) 。这部分结合残留态农药，是不能 以常规的农药残留分析方法萃取得到的，故也有人称之为不可萃取性残留物。1 9 8 6 年国际原子能利用委员会规定“用甲醇连续萃取2 4 小时后仍残存于样品中的农药 残留物为结合残留”( 金守鸣，1 9 8 7 ) 。 几乎所有农药在土壤中都能形成结合残留物，其形成机制是复杂的( s c h e t m e r t ， 1 9 9 2 ) 。土壤中农药结合残留的形成，不仅取决于农药结构、类型及其在土壤中的 转化，还与土壤理化性质、腐殖物质所含官能团种类及数量、微生物活性及其它 环境条件等密切相关( 安琼，1 9 9 2 ；李克斌等，1 9 9 8 ；苏允兰等，1 9 9 9 ；b a i l e y e t a 1 ，1 9 7 0 ；s t e v e n s o n ，1 9 8 2 ；m e r s i ee ta 1 ，1 9 8 5 ；m u r p h ye ta 1 ，1 9 9 0 ；p u s i n oe ta 1 ， 1 9 9 2 ；s e n e s i ，1 9 9 2 ；g e n n a r ie ta 1 ，1 9 9 4 ；b a s k a r a ne ta 1 ，1 9 9 6 ；u k r a i n e z y ke ta 1 ， 1 9 9 6 ；p i g n a t e l l oe ta 1 ，1 9 9 6 ) 。结合残留物的形成主要通过吸附过程( 包括离子交 换、质子化、范德华力、氢键、配位键和非极性分子的疏水键等机制) 和化学反 应( 与土壤有机质特别是腐殖物质问的化学反应) 两种途径，而土壤组分和农药 残留物间的结合通常有数种作用机理同时存在( 安琼，1 9 9 2 ：b a i l e y e ta 1 1 9 6 4 ： 9 沮谆珍? 甲磺謦餐革列在i 壤中耱结合践留a 其徽t 物障辩碍究 s e n e s ie ta 1 ，1 9 8 0 ；k h a n ，1 9 8 2 a ：c a l d e r b a n k ，1 9 8 9 ：p i g n a t e l l oe ta 1 ，1 9 9 6 ；l e r c he t a 1 ，1 9 9 7 ；d e ce ta t ，1 9 9 7 a ；g e v a oe ta t ，2 0 0 0 ) 。当农药分子和土壤活性组分表面 接触时，物理吸附或部分弱化学吸附即可快速发生，但这部分残留物是可被提取 的，并不属于结合残留物：而当农药残留物与土壤腐殖物质间形成稳定的化学键 之后，其在土壤中的持留性将增加、化学活性将降低，并且难以提取( b e r r y e ta 1 ， 1 9 8 5 ；k a r i c k h o i f , 1 9 8 5 ：c a t d e r b a n k ，1 9 8 9 ；d e ce ta 1 ，1 9 9 7 a ：g e v a oe ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 2 1 1 离子键( 离子交换或静电结合) 当农药以阳离子状态存在或因质子化作用成为阳离子时，可通过离子键或阳 离子交换机理被吸附( s e n e s i ，1 9 9 2 ) 。农药残留物和土壤腐殖物质发生离子键作 用时，通常发生在腐殖物质的羧基和酚羟基上( m a q u e d a e t a l ，1 9 8 9 ；g e v a o e t a t 2 0 0 0 ) 。s u l l i v a n 、s e n e s i 等人的红外光谱研究证明，均三氮苯类农药可通过质子 化的亚胺基直接和腐殖物质的c o o 一或酚羟基之间形成离子键( s u l l i v a ne ta t ， 1 9 6 8 ；s e n e s ie ta t ，1 9 8 0 ) ；另有许多学者也得到相似的结果( c a r r i n g e re ta 1 ，1 9 7 5 ； c h e n g ，1 9 9 0 ：m a r t i n e ta 1 ，1 9 9 4 ：l e r c he ta t ，1 9 9 7 ) 。杀草强、甲氟磷、三氟羧草 醚、利谷隆、磺酰脲类除草剂及某些苯并咪唑类杀菌剂与土壤腐殖物质间的结合 机理也主要是离子交换，但农药自身的酸碱度和环境体系的p h 值对离子键作用 的影响较大( 魏开湄，1 9 8 5 ：刘维屏等，1 9 9 6 ：杨光富等，1 9 9 8 ；g r i c ee ta 1 ，1 9 7 3 ； h a r v e y e ta t ，1 9 8 5 ；s e n e s ie ta 1 ，1 9 8 6 ；c e l le ta t ，1 9 9 6 ：u k r a i n c z y ke ta t ，1 9 9 6 ) 。 m a q u e d a 等多次实验结果都证实了土壤腐殖物质与杀虫脒之间主要是通过阳离子 交换反应发生相互作用的( m a q u e d ae ta t ，1 9 8 3 ，1 9 8 9 ，1 9 9 0 ) 。据k h a n 研究表 明，土壤中呈二价阳离子型的联吡啶类除草剂敌草快和百草枯，可与土壤腐殖物 质的两个c o o - 或一个c o o 一及一个酚盐离子间直接形成离子键，而被强烈吸附 ( k h a n ，1 9 8 2 a ) 。同时许多研究报告中指出，电荷转移、氢键和范德华力等其它 物理化学力也是联吡啶类、均三氮苯类、磺酰脲类及杀虫脒等农药与腐殖物质结 合的方式( b u m se ta 1 ，1 9 7 3gs e n e s ie ta t ，1 9 8 0 ：m a q u e d ae ta t ，1 9 8 9 ，1 9 9 0 ：p i c c o l o e ta t ，1 9 9 2 ：c e l ie ta t ，1 9 9 6 ：u k r a i n c z y ke ta t ，1 9 9 6 ) 。 另外，土壤腐殖物质中的阳离子也能影响其键合农药的能力。农药与腐殖物 质问作用力强弱依如下次序排列：a i ” f e ” c u 2 + n i 2 + c 0 5 + m n 2 + ) i - i + c a 2 + m g h ( 安琼，1 9 9 2 ；b o l l a g e ta t ，1 9 8 3 a ) 。这种现象也表明，农药可通过阳离子交换与 腐殖物质进行反应。 2 1 2 氢键 氢键可能是非离子型的极性农药结合残留物形成最重要的机理( s e n e s i e ta t ， 缔肛文铲搿士铲缢给文 1 9 8 0 ，1 9 8 3 ) 。当土壤腐殖物质和农药分子发生氢键作用时，通常与土壤腐殖物质 中c = o 部位进行作用，腐殖物质的羧基c o o h 、酚羟基o h 、醇羟基o h 等官能 团也可与农药分子中n h 基发生氢键( s e n e s ie ta 1 ，1 9 8 3 ) 。例如，在土壤p h 值 低于农药p k a 时，2 , 4 d 、2 , 4 ，5 t 、黄草灵、麦草畏以及酯类农药能通过c o o h 、 c o o r 或某些类似基团与土壤腐殖物质形成h 键( c a r r i n g e r e ta l 。1 9 7 5 ：s e n e s ie t a 1 ，1 9 8 4 ) 。利用红外( i r ) 、差热分析( d t a ) 或核磁共振( 1 h n m r ) 等研究方 法测得，绿草定的羧酸基可与腐殖物质中的羟基、羧基之间形成氢键( 刘维屏等， 1 9 9 5 ) ：吡虫啉中的硝基氧、吡啶环中的氮都可以与腐殖物质羟基上的氢原子形成 氢键，咪唑啉环中氨基上的氢可与腐殖物质羟基中的氧原子形成氢键( 宣日成等， 2 0 0 0 ) ：均三氮苯类农药的亚胺基和腐殖物质c = o 基之间产生了一个或多个h 键 ( g e v a oe ta 1 ，2 0 0 0 ) ：草甘膦( p i c c o l oe ta 1 ，1 9 9 4 ) 、利谷隆( 刘维屏等，1 9 9 6 ) 、 苯达松( 李克斌等，1 9 9 8 ) 、酰胺类除草剂( w e b e re ta 1 ，1 9 8 2 ：k o z a ke ta i 。1 9 8 3 ： w a n g e ta 1 ，1 9 9 9 ) 、氟嘧磺隆及其降解中间产物( u k r a i n c z y ke ta 1 ，1 9 9 6 ) 与土壤 组分结合过程中，氢键起重要作用。 2 1 3 范德华力 范德华力对非离子非极性农药吸附的贡献较大，其作用力大小随分子量的大 小及靠近吸附剂表面程度的增大而增大( s e n e s ie ta 1 ，1 9 9 2 ；s h e n ge ta 1 ，1 9 9 7 ) 。 范德华力来自于短程偶极偶极、偶极一诱发偶极或诱发偶极一诱发偶极相互间 的弱小作用，但被吸附物和吸附剂分子间的范德华力具有叠加性，可能会导致对 某些大分子农药的吸引( g e v a o e ta 1 ，2 0 0 0 ) 。 研究报告表明，联吡啶类除草剂( b u m se ta 1 ，1 9 7 3 ) 、均三氮苯类和取代脲 类农药( s e n e s i e ta 1 ，1 9 8 0 ) 、苯脲类除草剂( b o l l a ge ta 1 ，1 9 8 3 a ) 、对硫磷与c a b a r y l ( l e n h e e r e ta 1 1 9 7 1 ) 、d d t 与氰化苯( p i e r c ee ta 1 ，1 9 7 1 ) 、毒莠定和2 , 4 d ( k h a n ， 1 9 7 3 a ；k o z a ke ta 1 ，1 9 8 3 ) 、杀虫脒( m a q u e d a e ta 1 ，1 9 8 9 ，1 9 9 0 ) 、西维因及1 6 0 5 ( 魏开湄，1 9 8 5 ) 等农药与土壤组分间的吸附中，范德华力是主要的辅助机理。 2 i 4 疏水分配作用 土壤腐殖物质由于其芳香框架和具有极化基团，可以兼含疏水和亲水吸附位 置( w e b e re ta 1 ，1 9 7 4 ) 。土壤腐殖物质中疏水基包括脂肪、蜡、树脂和某些脂族 侧链等部分( s t e v e n s o n ，1 9 8 2 ) 。低溶解度或疏水性的非极性农药与土壤溶液是不 混溶的，但能与上述疏水基结合。这种结合机理称为疏水分配作用 ( s t e v e r i s o n ，1 9 8 2 ) 。研究表明，d d t 及其它有机氯杀虫剂( l e n h e e r e ta 1 ，1 9 7 1 ) ， 2 ，4 d ( k h a n , 1 9 7 3 a ) ，毒莠