敌草隆土壤环境行为研究进展

于嘉兴，刘旭东，韩 磊，罗 跃，吴小毛

(贵州大学 农学院 植物保护系，贵阳 550025)

敌草隆(diuron)，化学名称为N'-(3,4-二氯苯基)-N,N-二甲基脲，是一种植物光合作用抑制剂，通过植物根部吸收并快速扩散至茎、叶，使植物不能进行光合作用，从而达到除草目的[1]。敌草隆能有效防除一年生和多年生杂草，是一种应用广泛的除草剂[2]。研究表明，敌草隆可干扰人体内分泌系统，具有致癌、致突变及影响人体代谢的危害，对人类存在潜在毒性[3-5]。农药施用到田间后，大部分将进入大气、土壤和水体环境。法国、荷兰、日本等国家在水中相继检测出敌草隆，美国和加拿大也将敌草隆列为环境污染物重点监测对象，同时，美国环保局宣布对敌草隆限量使用[6-12]。土壤是敌草隆在环境中的主要归宿，其在土壤环境中的残留可能会随雨水渗透地表而污染地下水，带来潜在生态风险[13]。敌草隆在土壤介质中的行为与潜在影响已日益成为研究者关注的焦点。基于此，本文主要综述了敌草隆在土壤环境中的吸附、降解及归趋，分析了影响敌草隆在土壤中环境行为的主要因素，对探明敌草隆在土壤中的迁移转化提供参考。

1 敌草隆在土壤中的吸附行为

土壤吸附能力是评估土壤中农药残留量的重要指标[14]。目前，农药吸附作用存在传统吸附与分配吸附两种理论。传统吸附理论指农药与土壤颗粒物表面的吸附位点通过分子间作用力发生相互作用，分配吸附理论指喷洒的农药通过水溶液与土壤有机质之间互相分配的方式实现吸附作用[15]。研究表明，土壤对取代脲类除草剂的吸附能力受土壤成分、酸碱度、温度、农药本身性质等条件影响[16]。

1.1 吸附模型

土壤有机质及土壤颗粒对敌草隆的吸附，一方面增加了敌草隆在土壤中的残留量，另一方面降低了其在土壤中的迁移性和生物活性。敌草隆在土壤中的吸附行为通常用弗伦德利希(Freundlich)吸附模型和线性吸附模型拟合[17-20]。

Freundlich吸附模型：Cs=Kf×Ce1/n；线性吸附模型：Cs=Kd×Ce。式中：Cs为吸附平衡时土壤对供试物的吸附含量(mg/kg)；Ce为吸附平衡时水相中的供试物浓度(mg/L)；Kf、Kd为土壤吸附平衡常数；n为经验常数。

Kf、Kd是定量判断敌草隆在环境中迁移能力的重要参数。Kf、Kd值越大，敌草隆在土壤中的吸附固定能力越强，迁移能力越小；反之，敌草隆在土壤中的吸附固定能力越弱，迁移能力越大。许多研究报道了敌草隆在不同土壤环境中Kf、Kd值的不同，说明不同性质土壤对敌草隆的吸附、迁移能力产生了不同程度的影响[20-21]。

1.2 影响敌草隆吸附的因素

1.2.1 土壤有机质的影响

土壤有机质中的腐殖酸含有大量活性基团，如羟基、羧基、铵基、甲氧基等，这些基团以范德华力、配位基交换、氢键、化学键、配位键等作用力与敌草隆相结合，产生吸附作用[22]。土壤有机质含量是决定土壤对农药吸附性能的主要因素，有机质含量越高，越有利于农药的吸附，吸附模型常数Kf值越大[23-26]。余向阳等[17]研究发现，将土壤有机质从0.1%升高到1%，Kf从25.3升高到500。由于不同区域的环境条件具有差异性，即使理化性质相近的土壤，其Kf也可能有较大的差异。Liu等[21]研究发现，敌草隆在中国典型黄土中的Koc值为1 537.49，而Kodesova等[27]发现，其在捷克共和国黄土中的Koc值为205，两者相差近7.5倍。比较研究结果表明，敌草隆在土壤中的吸附行为受土壤性质和不同地区环境条件的影响。此外，土壤有机质包括水溶性和非水溶性有机质两大类，由于土壤中水溶性有机质含量极少，有机质类型对土壤吸附能力的影响差异不显著[28]，但是当土壤含水率较高时，敌草隆能够与土壤中水溶性有机质发生相互作用，于土壤液相中迁移转化[29]。

1.2.2 土壤pH的影响

土壤pH是影响农药吸附的重要因素，酸碱性不同的土壤对农药吸附能力不同。土壤pH不仅影响敌草隆自身分解，还影响微生物对敌草隆的利用[30]。大量研究表明，降低pH，有利于土壤对敌草隆的吸收，这是由于土壤中的活性基团质子化，土壤表面的敌草隆分子吸附位点增加；相反，提高土壤pH，土壤活性基团发生电离，敌草隆分子与水分子对土壤表面吸附位点进行竞争，从而降低土壤对敌草隆的吸附。Chagas等[31]认为Ca2+、Mg2+可改变敌草隆的吸附性和控制杂草效率。此外，有报道表明土壤pH对敌草隆吸附无显著影响[32]，一方面有机质含量较高的土壤对pH变化有较好的缓冲能力，另一方面敌草隆为取代脲类除草剂，中性条件下，氧化和水解较为稳定，酸、碱介质中则易发生水解，进而导致酸碱条件下溶液中敌草隆含量较低。

1.2.3 土壤黏粒的影响

土壤黏粒是土壤中颗粒最细小、性质最活跃的部分，较大的比表面积决定了其表面活性比砂土类、壤土类强。Phongsakon等[33]对4种菠萝种植土壤理化性质分析发现砂质壤土对敌草隆的吸附率最低。Bmma等[34]研究了敌草隆在肯尼亚3种典型农业土壤中的吸附，得出土壤黏粒含量与敌草隆吸附量成正相关。一些报道表明，黏土矿物表面的大量吸附位对敌草隆影响较小，这是由于敌草隆为苯脲类除草剂，属非离子型化合物，在水土体系中很难与水分子在土壤矿物质的吸附点上竞争，故敌草隆在这种类型土壤中具有较高的移动性[35-36]。此外，研究表明土壤黏粒也影响土壤化合物与微生物间的相互作用，进而影响农药在土壤中的吸附[37]。这是由于土壤颗粒的比表面积不同，其对降解菌的吸附量不同，故对农药的吸附能力也不同[38]。目前，针对敌草隆降解菌在不同土壤中的吸附研究还较少，有待探究敌草隆吸附受相同因素影响。

1.2.4 土壤温度的影响

土壤温度对敌草隆Kf变化有显著影响，多数情况下，土壤对农药的吸附能力随着温度的升高而降低。这是由于较高的温度提高了农药的水溶性，从而降低农药在土壤中的吸附趋势[21]。如Liu等[21]发现当温度从298 K升高到318 K，Kf值分别从14.34降至4.99 (水稻土壤)，33.57降至11.16 (黑土壤)，25.98降至18.00 (黄土壤)。孙航等[32]通过对比试验发现，不添加生物炭的黄土对敌草隆的吸附量随着温度的升高而降低，并表明其过程为放热反应。同时，温度的升高会导致土壤表面的敌草隆吸附位点减少，这是由于温度升高，大量腐殖质被吸附到土壤表面，此时腐殖质与敌草隆形成竞争吸附，进而阻碍了敌草隆在土壤中的吸附。

1.2.5 农药本身性质的影响

农药的结构和性质对土壤吸附有一定的影响。如Chiou等[39]对15种非离子农药进行研究，发现有机质对非离子农药的吸附量起决定性作用。农药的结构和性质影响农药在正辛醇/水相中的分配系数，一般来讲，农药的Kow值越大，越易被土壤吸附[40]。针对敌草隆的土壤吸附试验均表明，敌草隆可通过分配机制被土壤有机物吸附(Kow=648~747)[33]。此外，农药的水溶性也影响农药在土壤中的吸附，敌草隆本身不溶于水，但于25 ℃时水中溶解度为42 mg/L，这一性质降低了敌草隆在土壤颗粒表面的吸附量。朱忠林等[41]以6种农药为研究对象，得出各农药在正辛醇/水相中的分配系数为：甲基对硫磷>敌草隆>绿麦隆>伏草隆>吠喃丹>非草隆，并表明分配系数与它们的水溶解度成负相关。

2 敌草隆在土壤环境中的移动

敌草隆无论以何种方式施用，都会有少部分会流失到水体、空气等周围环境中，而大部分沉降于土壤表面。因此，土壤是敌草隆在农田系统中迁移和转化的主要源和汇。敌草隆自身物理化学性质以及土壤特性(如土壤有机质、微生物)是影响其在土壤中环境行为的关键。敌草隆与土壤生物、土壤颗粒及植物相互作用，通过挥发、淋溶、光化学降解、生物降解等途径在土壤环境中进行迁移和转化，如图1所示。

图1 敌草隆在土壤环境中的迁移转化

2.1 挥发

挥发是农药在土壤环境中迁移的重要途径。农药的挥发程度直接影响其在土壤环境中的再分配。研究表明，敌草隆在土壤及沉积物中持久性较长，挥发过程对敌草隆损失率较低。Guzzella等[42]通过模拟理论剖面形状计算敌草隆在土壤表面的挥发，结果显示敌草隆总挥发量仅为2.63×10-5µg/m2。即使敌草隆挥发性不显著，但在高浓度使用及连续用药情况下也会产生敌草隆浓度的累积，进而漂移污染与杂草防治无关的区域，伤害非靶标生物[43]。

空气流速、环境温度及土壤特性是影响敌草隆挥发的主要因素。高温利于杂草对除草剂的吸收，但气温过高，喷施的敌草隆雾滴迅速蒸发，降低了农药利用率。研究表明，敌草隆于桑园中施用的最佳时期为：高温季节、晴而无风的上午11时前或下午4时后，低温季节上午10时到下午3时之间[44]。此外，土壤湿度增强了农药黏着性，在一定程度上减少农药的挥发损失。如徐小燕等[45]提出当敌草隆用于处理土壤时，其在湿润的土壤中药效较好。

2.2 淋溶

敌草隆在一定条件下可直接溶于水和被吸附于土壤固体细粒表面被雨水或灌概水从土壤中淋溶流失[[46-47]。影响敌草隆在土壤中淋溶流失的因素较多，如气候、水文、土壤理化性质、作物类型、耕作方式等[48]。邢泽炳等[18]发现土壤中添加1%的柠条生物炭可以对土壤中的敌草隆产生显著吸附效果，从而降低农药残留的淋溶液浓度。Guzzella等[42]利用淋溶模型(PELMO)验证敌草隆在土壤和水中的流动性，发现敌草隆仅在土壤表层(0~10 cm)检出，而土壤孔隙水中，在20和40 cm处检出。溶解在土壤中的敌草隆随水发生垂直向下渗漏运动，随间隙水渗滤进入地下水并对环境水体造成污染[49]，在很多国家和地区的地下水[50]、湖泊[51]、河流[52]、海水[53]中等都检测到了敌草隆的残留。

2.3 植物吸收

在土壤-植物体系中，敌草隆可通过植物根系或茎叶向植物迁移。大量研究表明，敌草隆在油麦菜[54]、水稻秸秆[49]、甘蔗[55]、棉花[56]等农作物中均可检测到。敌草隆在不同植物、器官中的迁移行为会有显著差异。靳聪聪[57]研究了4种植物对敌草隆的富集能力，结果表明美人蕉、再力花和灯心草根部敌草隆浓度显著高于地上部分(P＜0.05)，而香蒲根部浓度稍高于地上部分。从安全方面考虑，植物对敌草隆的富集会造成肉制品含有敌草隆。基于此，出口肉及肉制品中敌草隆残留量检验是俄罗斯等进口国要求的必检项目[58]。

2.4 土壤动物吸收

土壤中的动物种类多、分布广、数量大，并且与施于农田中的农药接触密切。农药的广泛使用影响土壤动物群落结构。基于此，土壤中的动物可以作为土壤污染敏感指示生物，用于评价土壤污染的程度。刘贝贝等[59]对不同功能区(植食性、食细菌性、食真菌性、杂食/肉食性)土壤线虫的结构指数和富集指数对比分析，得出不同功能区的受污染程度。蒋新等[60]用弹尾目跳虫(Folsomia candida)跟踪指示3,4-二氯苯胺在进一步降解过程中的毒性，并表明3,4-二氯苯胺生态毒性明显高于母体化合物敌草隆。目前，土壤螨类与土壤环境的相互作用逐渐受到国内外学者的高度关注。由于土壤动物具有富集作用，部分有效性农药进入动物体内，降低了土壤环境污染物的浓度，起到“过滤”和“净化”作用。尤其蚯蚓对农药的吸收多有报道。但土壤动物对敌草隆的吸收，至今国内外研究还较少，有待进一步探究。

3 敌草隆在土壤中的降解

3.1 敌草隆在土壤中的降解途径

通常敌草隆在表层土壤中以光解、水解为主；深层土壤中敌草隆以微生物降解为主。现也常用人为技术降解土壤中的敌草隆，如吸附法、电化学法、光催化法、紫外光氧化法等[1]。敌草隆降解受多因素影响，初始除草剂浓度、环境条件、微生物种类、降解途径等。

3.1.1 敌草隆的水解

在25℃条件下敌草隆自然水解速率非常缓慢，其在水溶液中的非生物降解是一个不可逆的反应，所产生的3,4-二氯苯胺是唯一含有苯环的水解产物[61]。此外，OH-、H+和磷酸盐缓冲液是该反应的有效催化剂。许多研究者发现，溶于水相的土壤中有机物和无机物可以催化敌草隆的化学降解[62]。早期研究表明，脲类化合物分解机制涉及形成异氰酸或异氰酸酯，随后水解成胺和二氧化碳[62-63](反应途径如图2)。

图2 敌草隆化学降解的反应途径[4]

3.1.2 光解

敌草隆进入环境后，无论是残留在植物体表面还是进入大气、水、土壤中，在一定程度上都会受到太阳光的辐射而发生光解。敌草隆进行光解时发生苯的开环反应、烷基的氧化反应，同时导致C－C、C－H、C－O、C－N等化学键受光能作用而发生断裂。敌草隆在自然光照下比较稳定，但受土壤环境中光敏剂及土壤pH等因素的影响，其在土壤中的光解速率加快。研究表明，在含有光敏剂(TiO2、Fe2+)的土壤中，光照可以在150 min内实现对敌草隆100%的分解[64]。阳海等[65]利用氙灯/TiO2系统对敌草隆进行光催化降解，结果表明敌草隆的光催化降解符合假一级动力学，中性土壤环境条件更有利于敌草隆的光催化降解，并随着温度的升高敌草隆光催化降解速率增大。此外，敌草隆的光解速率还受到与其他共存农药的影响。如溴谷隆、灭草隆和绿谷隆等农药的存在对敌草隆的光解有延缓作用[66]。实际土壤体系较为复杂，影响敌草隆在土壤中光解的因素较多，如敌草隆的理化性质、施用浓度、土壤类型、土壤含水量、光源等。

3.1.3 生物降解

微生物降解是敌草隆在土壤环境中降解的主要途径。一般情况下，敌草隆主要通过共代谢和矿化作用进行生物降解。当前已从土壤中筛选并鉴定出大量降解敌草隆的菌群(表1)。好氧细菌、真菌、放线菌等微生物的代谢是敌草隆转化的主要形式[67]。温度、pH、离子酶活性等因素影响敌草隆生物降解。Wang等[68]从甘蔗根中分离的间型脉孢菌(Neurospora intermedia) DP8-1在pH=7.2，32.6 ℃ 3 d内可使敌草隆降解率高达99%。岳丽晓等[5]从土壤中分离出木糖氧化无色杆菌(Achromobacter xylosoxidans) LX-C-06，在单因素试验中菌株于温度为30 ℃和pH=7.0时降解效果最佳。此外，在土壤中，混合微生物种群联合作用提高了敌草隆降解效率。

表1 敌草隆及3,4-二氯苯胺的部分降解菌

目前，国内外对敌草隆细菌、真菌降解途径报道较多，而放线菌降解敌草隆途径鲜有报道。在土壤中，混合微生物种群联合作用提高了敌草隆降解效率。细菌和真菌降解敌草隆为3,4-二氯苯胺的途径大同小异，主要区别是真菌降解DCMU过程中产生一个中间产物DCPMDU (图3，步骤19-20)[83]。 降解菌群不同，降解途径也不同。细菌可直接断脲桥降解敌草隆形成3,4-二氯苯胺，也可通过一步或两步脱甲基后脲桥断裂生成3,4-二氯苯胺，如Mycobacterium brisbanenseJK1和Pseudomonassp.Bk8[85]直接断脲桥降解敌草隆形成3,4-二氯苯胺，而Micrococcussp.PS-1先脱一个甲基生成DCMU 后，才被降解成3,4-二氯苯胺(图3，步骤1、4)[81]，细菌Sphingomonassp.SRS2需要先将敌草隆脱甲基生成DCMU，DCMU再次脱甲基生成DCU，DCU断脲桥才能生成3,4-二氯苯胺(图3，步骤1-3)[86]。不同的微生物降解3,4-二氯苯胺的途径和产物也不相同，如Bacillus licheniformisSDS12、Achromobacter xylosoxidans LX-C-06降解敌草隆直接水解酯键生成3,4-二氯苯胺，进一步经脱氨基、羟基化作用生成1,2-DCB、4,5-DCC；4,5-DCC在2个羟基之间开环生成3-C4OHDA(图3，步骤5-9)，3-C4OHDA可进一步通过2-氯琥珀酸脱氯转化为琥珀酸被生物体所利用[5,86]。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2经脱氯降解3,4-二氯苯胺得到产物4-氯苯胺，4-氯苯胺再次脱氯得到苯胺，苯胺进一步被催化为邻苯二酚，邻苯二酚进一步开环转化(图3，步骤10-13)。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2也可将4-氯苯胺氧化脱氨基生成4-氯邻苯二酚进而被降解[87](图3，步骤14-15)。同时，有研究发现Pseudomonas fluorescens26-K也能将3,4-二氯苯胺降解为3-氯-4-羟基苯胺、N-(3,4-二氯苯基)乙酰胺和双(3,4-二氯苯基)二氮烯-1-氧化物(图3，步骤18)。

图3 细菌、真菌降解敌草隆途径[88]

4 总结与展望

⑴ 土壤对敌草隆的吸附能力随着土壤有机质和土壤黏粒的增加、粒径的减小而增强。敌草隆在自然土壤中的吸附量受到多个环境因素的影响，在今后的研究过程中，可建立多因素吸附模型，进一步探究多因素对土壤吸附敌草隆的综合影响。

⑵ 微生物菌群是敌草隆的主要降解方式。高效降解功能菌的筛选仍是敌草隆降解研究热点。未来可通过微生物混合液培养、微生物降解条件的优化、基因等技术提高微生物的降解能力和种群数量，实现对敌草隆的快速降解。此外，真菌与细菌降解敌草隆与3,4-二氯苯胺途径较为成熟，但放线菌降解敌草隆有关研究方向较少，有必要加强探寻放线菌降解敌草隆机制。探明放线菌与土壤、敌草隆之间的相互关系，以期丰富降解敌草隆菌群。

⑶ 敌草隆的广泛使用，可能使植物、动物富集浓度过高，直接影响到人类的食物安全，从而危害人类健康。针对敌草隆的迁移转化，后期应建立土壤监控机制，并从多方位加强土壤安全性评估，为敌草隆的安全使用提供依据和参考。