劉 娟，張乃明

噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中環(huán)境行為的研究進(jìn)展①

劉 娟1,3，張乃明2,3*

(1云南農(nóng)業(yè)大學(xué)植物保護(hù)學(xué)院，昆明 650201；2 云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，昆明 650201；3 云南省土壤培肥與污染修復(fù)工程實(shí)驗(yàn)室，昆明 650201)

噻蟲(chóng)嗪是當(dāng)前全球銷售量最大的新煙堿類農(nóng)藥之一。隨著噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中的廣泛使用，噻蟲(chóng)嗪在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化和歸宿問(wèn)題開(kāi)始成為研究熱點(diǎn)。本文總結(jié)了噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中的殘留、降解、吸附以及遷移與淋溶等環(huán)境行為及主要影響因素，系統(tǒng)綜述了噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤微生物以及土壤動(dòng)物(蚯蚓、螞蟻等)的影響，并針對(duì)噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中環(huán)境行為相關(guān)研究存在的不足提出了未來(lái)研究應(yīng)該關(guān)注的重點(diǎn)和方向，以期為噻蟲(chóng)嗪的科學(xué)安全使用以及保障農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)健康提供科學(xué)依據(jù)。

噻蟲(chóng)嗪；生物毒性；農(nóng)田土壤；殘留；環(huán)境行為

土壤生態(tài)系統(tǒng)是自然生態(tài)環(huán)境的一個(gè)重要組成部分，同時(shí)也是農(nóng)藥等污染物最終的歸宿地。當(dāng)農(nóng)藥施于土壤或植物表面時(shí)，大約只有5% 的活性成分可以被作物的各部位所吸收，其余大部分通過(guò)噴霧漂移、雨水沖刷植物表面等方式進(jìn)入土壤環(huán)境。土壤中累積的農(nóng)藥一部分被土壤吸附，另一部分則是通過(guò)地表徑流或淋溶等方式進(jìn)入水環(huán)境，從而引起地表水體甚至地下水體的污染。農(nóng)藥在土壤中的環(huán)境行為是一個(gè)復(fù)雜的過(guò)程，而農(nóng)藥又是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)必不可少的生產(chǎn)資料之一，因此研究農(nóng)藥的環(huán)境行為非常重要。

噻蟲(chóng)嗪(thiamethoxam)，化學(xué)名稱：3-(2-氯-1,3-噻唑-5-基甲基)-5-甲基-1,3,5-惡二嗪-4-基叉(硝基)胺，是由諾華公司研發(fā)的第二代新煙堿類農(nóng)藥。在競(jìng)爭(zhēng)激烈的農(nóng)藥市場(chǎng)上，噻蟲(chóng)嗪顯示出極大的優(yōu)勢(shì)，2000年以噻蟲(chóng)嗪為有效成分的第一個(gè)商品制劑25% 阿克泰水分散粒劑在我國(guó)取得臨時(shí)登記，用于防治水稻飛虱和[1]。2016年，噻蟲(chóng)嗪折百用量4 694 t，全球銷售額達(dá)11.97億美元，占到新煙堿類殺蟲(chóng)劑市場(chǎng)容量的39.90%，是當(dāng)前世界銷售量最大的新煙堿類農(nóng)藥之一。噻蟲(chóng)嗪正辛醇/水分配系數(shù)低(0.74) ，水溶性高(25 ℃，4.1 g/L)，蒸汽壓低(20 ℃，6.6×10–9Pa)[2]。作為一種煙堿型乙酰膽堿受體激動(dòng)劑，噻蟲(chóng)嗪能夠通過(guò)與昆蟲(chóng)煙堿型乙酰膽堿受體結(jié)合，導(dǎo)致生物死亡。噻蟲(chóng)嗪具有胃毒、觸殺及內(nèi)吸活性，可用于莖葉處理和土壤處理，也可用于種子處理，適用作物包括水稻、小麥、棉花、蘋(píng)果、梨等多種經(jīng)濟(jì)作物及蔬菜，可有效防治煙蚜、白背飛虱、甘蔗薊馬、遲眼蕈蚊、煙粉虱、韭蛆、荻草谷網(wǎng)蚜以及黃蚜等害蟲(chóng)[3-4]。噻蟲(chóng)嗪因具有殺蟲(chóng)活性高、殺蟲(chóng)譜廣、與環(huán)境相容性好等特點(diǎn)且與第一代煙堿類殺蟲(chóng)劑無(wú)交互抗性，是替代那些存在殘留和環(huán)境問(wèn)題、對(duì)哺乳動(dòng)物高毒的有機(jī)磷、有機(jī)氯以及氨基甲酸酯類殺蟲(chóng)劑的最佳品種。隨著噻蟲(chóng)嗪的使用越來(lái)越廣泛，用量越來(lái)越大，噻蟲(chóng)嗪的環(huán)境安全問(wèn)題以及對(duì)土壤非靶標(biāo)生物的毒害效應(yīng)開(kāi)始引起人們的關(guān)注，已有因長(zhǎng)期大量使用噻蟲(chóng)嗪導(dǎo)致在土壤-桑葉中噻蟲(chóng)嗪累積進(jìn)而嚴(yán)重影響家蠶生長(zhǎng)發(fā)育的報(bào)道[5]。噻蟲(chóng)嗪在土壤中的殘留、降解、吸附和遷移是評(píng)價(jià)噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物毒害和環(huán)境安全問(wèn)題的一個(gè)重要環(huán)節(jié)。本文綜述了噻蟲(chóng)嗪在土壤中的殘留、降解、吸附以及遷移等環(huán)境行為，以及噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤非靶標(biāo)生物的影響，并就噻蟲(chóng)嗪未來(lái)的研究重點(diǎn)和方向提出了建議。

1 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的行為

1.1 噻蟲(chóng)嗪的殘留及檢測(cè)方法

在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，噻蟲(chóng)嗪主要用于葉面噴霧、種子處理以及土壤灌根處理，而噻蟲(chóng)嗪的活性成分大約只有5% 可以被作物的各部位所吸收，大部分則是分散到更廣泛的環(huán)境介質(zhì)中。在目前的研究中，噻蟲(chóng)嗪藥劑的殘留分析主要集中在土壤及水稻、辣椒、韭菜、甘蔗、棉花、葡萄、小麥、黃瓜和茶葉等作物上，關(guān)于水體環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪的殘留目前國(guó)內(nèi)沒(méi)有報(bào)道。表1歸納了近年來(lái)噻蟲(chóng)嗪在種植不同作物農(nóng)業(yè)土壤中的殘留量以及在土壤中的半衰期，由表1可知，種植不同作物農(nóng)業(yè)土壤中噻蟲(chóng)嗪污染水平雖然有差異，但是在土壤中均可不同程度地檢測(cè)出噻蟲(chóng)嗪，且最高含量達(dá)2.78 mg/kg[6]。同時(shí)，通過(guò)研究發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪可能在土壤中長(zhǎng)時(shí)間積蓄(從幾天到幾個(gè)月不等)，JMPR[7]發(fā)現(xiàn)在土壤中高劑量施用噻蟲(chóng)嗪2次以后，即使采收間隔期高達(dá)177 ~ 231 d，土壤樣品中檢出的噻蟲(chóng)嗪殘留量仍然較高[8]，這說(shuō)明噻蟲(chóng)嗪可以在土壤中隨時(shí)間而累積，從而增加對(duì)非靶標(biāo)生物的毒害及對(duì)環(huán)境的污染。同時(shí)，進(jìn)入土壤環(huán)境中的農(nóng)藥，也可以通過(guò)食物鏈而發(fā)生生物富集作用，而噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤生物的生態(tài)效應(yīng)，大多與它們?cè)谏矬w內(nèi)的累積和轉(zhuǎn)運(yùn)有關(guān)[9-10]。農(nóng)藥進(jìn)入土壤環(huán)境以后，一部分被土壤吸附，另一部分被植物吸收富集并沿食物鏈向上轉(zhuǎn)移，最后累積于動(dòng)物或人體內(nèi)，影響動(dòng)物生長(zhǎng)發(fā)育或人體健康。

表1 噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中殘留量及半衰期

農(nóng)藥殘留分析是痕量或微量分析，因此它對(duì)方法的準(zhǔn)確度和精密度要求較高。氣相色譜法(GC)分離度及靈敏度都很高，但不能用于檢測(cè)氣化溫度很高或熱不穩(wěn)定性的化合物。氣相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法(GC-MS)既可定性又可定量，但不適用于熱不穩(wěn)定性太強(qiáng)或極性高的農(nóng)藥。噻蟲(chóng)嗪因?yàn)閾]發(fā)性低且極性高的特點(diǎn)，因此不適合采用GC或GC-MS進(jìn)行測(cè)定。液相色譜法(LC)主要用于測(cè)定熱穩(wěn)定性較差、沸點(diǎn)較高且分子量較大的有機(jī)化合物，而高效液相色譜法(HPLC)則是在經(jīng)典液相色譜法基礎(chǔ)上引入氣相色譜理論發(fā)展起來(lái)的方法，HPLC既可定性又可定量，且具有分離速度快、選擇型好、檢測(cè)靈敏度高和結(jié)果可靠等特點(diǎn)，是目前土壤中噻蟲(chóng)嗪殘留檢測(cè)主要用到的方法。HPLC在振蕩和微波等條件下，采用強(qiáng)極性的丙酮、乙腈、甲醇等溶劑提取，固相萃取(SPE)、液液萃取、基質(zhì)固相分散萃取等凈化，高效液相色譜測(cè)定[26]，其最低檢出范圍為0.004 ~ 0.016 mg/kg，土壤中平均回收率為79.62% ~ 114.20%，變異系數(shù)為0.14% ~ 8.60%。圖1中歸納了近年來(lái)我國(guó)在噻蟲(chóng)嗪土壤殘留檢測(cè)中常用到的方法，噻蟲(chóng)嗪在土壤中殘留的檢測(cè)主要還是依靠高效液相色譜法、超高效液相色譜串聯(lián)質(zhì)譜法以及高效液相色譜串聯(lián)紫外檢測(cè)法等，這是由噻蟲(chóng)嗪本身的特性所決定的[6,8,17,19,23,27-29]。

圖1 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的檢測(cè)方法分析

1.2 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解

噻蟲(chóng)嗪在土壤環(huán)境中可以通過(guò)多種方式進(jìn)行降解，包括光解、水解、微生物降解等。光解只可能發(fā)生在土壤表層(即表層1 ~ 5 mm)暴露于陽(yáng)光下的那部分化合物中，影響光解的因素有光源以及各種環(huán)境介質(zhì)(pH、溫度、有機(jī)溶劑、不同水體等)，而噻蟲(chóng)嗪在土壤中的光解行為通常可以忽略不計(jì)[30]。水解是許多農(nóng)藥在環(huán)境中降解的重要途徑，噻蟲(chóng)嗪的水解機(jī)理為堿性水解，即氫氧根離子(OH–)作為親核試劑進(jìn)攻與–NO2基團(tuán)鄰近的親電基團(tuán) C = N上的C原子[31]，溫度、pH、水中的金屬離子、氧化物及其他一些因素都可以對(duì)噻蟲(chóng)嗪的水解產(chǎn)生影響[32]。而微生物降解是噻蟲(chóng)嗪在土壤中遷移轉(zhuǎn)化的主要方式。具有降解噻蟲(chóng)嗪殺蟲(chóng)劑能力的微生物廣泛存在于自然界，如枯草芽孢桿菌GB03、假單胞菌sp.1G、惡臭假單胞菌等[33-36]。影響微生物降解的因素很多，主要包括pH、溫度、微生物的菌屬、土壤含水量、有機(jī)物含量以及土壤水中的有機(jī)碳濃度等。而目前關(guān)于噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解途徑的研究還很少[30]。

噻蟲(chóng)嗪在土壤中的半衰期一直以來(lái)都是一個(gè)備受爭(zhēng)議的問(wèn)題。噻蟲(chóng)嗪在我國(guó)不同土壤類型中的半衰期如圖2所示。由圖2可知，在紅壤、潮土和水稻土等土壤類型中噻蟲(chóng)嗪的半衰期相對(duì)較長(zhǎng)，而在黑土、棕壤和淡灰鈣土中其半衰期相對(duì)較短。不同土壤間差異大，主要是由于土壤理化性質(zhì)不同，噻蟲(chóng)嗪遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程不同，從而導(dǎo)致在土壤中的半衰期的差異[36]。從作物類型來(lái)看，種植的作物類型不同，噻蟲(chóng)嗪在土壤中的半衰期差異也很大。通過(guò)研究噻蟲(chóng)嗪在種植茶葉、西紅柿、甘蔗、小麥、辣椒等作物的土壤中的降解半衰期發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪在土壤中半衰期從幾天到幾個(gè)月不等[6,8,16,18,20,37]。從施藥方式來(lái)看，種子處理、葉面噴霧和土壤灌根處理都是噻蟲(chóng)嗪常用到的施藥方式，一般說(shuō)來(lái)，采用灌根處理和種子處理的殘留量和持續(xù)期要高于葉面噴霧。Schaafsma等[38]的研究發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪作為種衣劑施用后在土壤中的半衰期高達(dá)0.5 ~ 0.7年之久。從試驗(yàn)環(huán)境來(lái)看，噻蟲(chóng)嗪在實(shí)驗(yàn)室條件下降解緩慢，而在野外降解速度更快。Goulson[39]研究得出，在實(shí)驗(yàn)室條件下噻蟲(chóng)嗪土壤降解的DT50值為34 ~ 353 d，在田間DT50值的范圍為7 ~ 109 d。JMPR[7]發(fā)現(xiàn)噻蟲(chóng)嗪在需氧條件下半衰期為80 ~ 300 d。

圖2 噻蟲(chóng)嗪在不同土壤類型中的半衰期

Fig 2 Half-lives of thiamethoxam in different soil types

噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解可能受到多種因素的影響，主要包括土壤微生物、土壤性質(zhì)(土壤溫度及濕度、有機(jī)質(zhì)含量、土壤含水率)以及農(nóng)藥初始含量等[49-41]。有研究表明，在非滅菌的土壤環(huán)境中，噻蟲(chóng)嗪的降解半衰期為16.6 d，相反，在滅菌的土壤環(huán)境中，由于沒(méi)有微生物發(fā)揮作用，農(nóng)藥降解慢，這說(shuō)明微生物在噻蟲(chóng)嗪的降解過(guò)程中發(fā)揮了決定性作用。目前研究發(fā)現(xiàn)，可以降解噻蟲(chóng)嗪的微生物種類主要包括淀粉芽孢桿菌IN937a、短小芽孢桿菌SEB24、枯草芽孢桿菌FZB24、假單胞菌sp.1G以及粘著箭菌CGMCC6315等[33-36]。土壤溫度及濕度可以通過(guò)影響微生物活性間接地影響土壤環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪的降解速度。土壤溫度的升高可以提高土壤微生物的活性，增強(qiáng)土壤中酶的活性，從而加快土壤中噻蟲(chóng)嗪的降解，同時(shí)，土壤溫度的升高還有利于微生物對(duì)有機(jī)質(zhì)的利用，提高土壤微生物的活性，間接加快土壤中噻蟲(chóng)嗪的降解。適宜的濕度對(duì)土壤中噻蟲(chóng)嗪的降解也有顯著影響。一般說(shuō)來(lái)，當(dāng)土壤濕度為土壤中最大持水量的60%(接近土壤微生物的最適生長(zhǎng)濕度)時(shí)，土壤中微生物活性最高，噻蟲(chóng)嗪的降解速率最快，而土壤濕度過(guò)低或過(guò)高都會(huì)導(dǎo)致土壤中微生物活性的減弱，噻蟲(chóng)嗪降解減弱。在淹水狀態(tài)下，需氧微生物基本沒(méi)有活性，噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解速率最慢。農(nóng)藥初始含量的增加會(huì)導(dǎo)致噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解速度減慢，宋超[27]的研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)噻蟲(chóng)嗪添加量為1、2、10 mg/kg時(shí)，噻蟲(chóng)嗪在土壤中的半衰期分別為 19.2、41.3、76.1 d。

1.3 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附

農(nóng)藥吸附作用是指農(nóng)藥被吸附保持在土壤中的過(guò)程，是反映農(nóng)藥在土壤中移動(dòng)性的一個(gè)重要參數(shù)，也是評(píng)價(jià)農(nóng)藥環(huán)境行為的一個(gè)重要指標(biāo)[42-43]。一般而言，土壤對(duì)農(nóng)藥吸附能力越強(qiáng)，農(nóng)藥在土壤環(huán)境中的移動(dòng)擴(kuò)散能力越弱，農(nóng)藥對(duì)周邊環(huán)境造成的危害越小。農(nóng)藥在土壤中的吸附-解吸行為還會(huì)影響其他一些決定農(nóng)藥最終歸宿的過(guò)程，比如植物吸收、降解、遷移和淋溶等。關(guān)于農(nóng)藥在土壤中吸附行為的分析模型多種多樣，噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附等溫線常用Langumir 模型、Linear 模型以及Freundlich 模型來(lái)表示，而噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附行為可以用偽二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程、顆粒擴(kuò)散方程以及Elovich 方程來(lái)描述[44]。

噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附特性可以使用吸附自由能(Δ)的變化來(lái)反映，根據(jù)噻蟲(chóng)嗪在土壤環(huán)境中吸附自由能的變化，可以判斷土壤吸附機(jī)制的類型。一般而言，當(dāng)Δ≥40 kJ/mol 時(shí)為化學(xué)吸附，相反，Δ＜40 kJ/mol時(shí)為物理吸附[44]。已有的研究發(fā)現(xiàn)，就噻蟲(chóng)嗪本身性質(zhì)而言，噻蟲(chóng)嗪是一種水溶性很好的農(nóng)藥，水溶性越大，土壤對(duì)農(nóng)藥的吸附能力就越弱[45]。除了噻蟲(chóng)嗪本身的性質(zhì)，土壤理化性質(zhì)(土壤pH、含水率、溫度、有機(jī)質(zhì)含量以及微生物含量等)對(duì)噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附影響也十分顯著。張鵬等[46]通過(guò)分析土壤理化性質(zhì)(pH、有機(jī)質(zhì)含量、黏粒含量以及陽(yáng)離子交換量)與吸附常數(shù)的相關(guān)性發(fā)現(xiàn)，理化性質(zhì)與吸附常數(shù)的相關(guān)系數(shù)分別為0.797 6、0.932 0、0.976 9和0.365 0，黏粒含量對(duì)噻蟲(chóng)嗪的吸附作用是最主要的。同時(shí)有研究發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪在酸性及中性(pH≤7)條件下較穩(wěn)定，而在堿性 (pH >7) 條件下容易水解。陽(yáng)離子交換量對(duì)噻蟲(chóng)嗪在土壤中吸附行為影響較小，主要是因?yàn)猷缦x(chóng)嗪屬于分子型農(nóng)藥，噻蟲(chóng)嗪的分子結(jié)構(gòu)在溶液中不易形成離子狀態(tài)。

1.4 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的遷移及淋溶

當(dāng)農(nóng)藥施于土壤或植物表面時(shí)，一部分被土壤吸附，一部分會(huì)通過(guò)地表徑流、淋溶等方式遷移到水環(huán)境中，從而引起地表徑流或地下水的污染。農(nóng)藥在土壤環(huán)境中的遷移及淋溶是水體重要的污染來(lái)源之一。農(nóng)藥淋溶作用是指農(nóng)藥在土壤中隨水垂直向下移動(dòng)的現(xiàn)象，是評(píng)價(jià)農(nóng)藥對(duì)地下水污染影響的一個(gè)重要指標(biāo)[47]。表2歸納了近年來(lái)不同地區(qū)水環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪的平均濃度，由表2可知，在北美及澳大利亞等國(guó)家的水環(huán)境中不同程度地檢測(cè)出了噻蟲(chóng)嗪的殘留，其平均濃度范圍為0.004 ~ 225 μg/L，而在我國(guó)地表及地下水中還沒(méi)有檢測(cè)到噻蟲(chóng)嗪的數(shù)據(jù)，且目前已知的政策法規(guī)中也沒(méi)有制定水環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪的最大殘留限量標(biāo)準(zhǔn)。

表2 不同地區(qū)的水環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪的平均濃度

噻蟲(chóng)嗪在土壤中的移動(dòng)性可以通過(guò)土壤薄層層析法和土柱淋溶法測(cè)定[56]。根據(jù)不同的試驗(yàn)方法，可以將噻蟲(chóng)嗪在土壤中的遷移性劃分為以下幾個(gè)等級(jí)，具體等級(jí)劃分如表3和表4所示。噻蟲(chóng)嗪在土壤中的遷移及淋溶主要受到土壤理化性質(zhì)(土壤類型、土壤質(zhì)地等)、降雨條件、農(nóng)藥加工劑型等因素的影響，而目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于噻蟲(chóng)嗪在土壤中遷移機(jī)理研究文獻(xiàn)不多。段亞玲等[57]通過(guò)土壤薄層層析法測(cè)定噻蟲(chóng)嗪在不同類型土壤中的遷移能力發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪在水稻土、紅壤、黑土及石灰土中屬于中等移動(dòng)，而在黃壤中屬于不易移動(dòng)。張鵬等[46]通過(guò)土壤薄層層析法測(cè)定噻蟲(chóng)嗪在不同質(zhì)地土壤中的移動(dòng)性，發(fā)現(xiàn)噻蟲(chóng)嗪在土壤中的移動(dòng)性大小為砂姜黑土<粉砂壤土<砂土，3種不同質(zhì)地土壤屬于中等移動(dòng)至可移動(dòng)等級(jí)；同時(shí)，通過(guò)土柱淋溶法發(fā)現(xiàn)，加工劑型也對(duì)噻蟲(chóng)嗪在土壤中的淋溶量影響顯著，4種不同劑型噻蟲(chóng)嗪淋溶速率大小為顆粒劑<水分散粒劑<油懸浮劑<水懸浮劑。此外，降雨條件也可以影響噻蟲(chóng)嗪在土壤中的淋溶，已有研究表明，在強(qiáng)降雨條件下，噻蟲(chóng)嗪有可能發(fā)生浸出。

表3 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的移動(dòng)性等級(jí)劃分(土壤薄層層析法)

注：R代表噻蟲(chóng)嗪在薄板上的比移值。

表4 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的淋溶性等級(jí)劃分(土柱淋溶法)

注：R代表各段土壤及淋出液中噻蟲(chóng)嗪含量的比例(%)，=1,2,3,4分別表示組分0 ~ 10、10 ~ 20、20 ~ 30cm土壤和淋出液。

2 噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤非靶標(biāo)生物的影響

2.1 噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤微生物的影響

噻蟲(chóng)嗪作為一種煙堿型乙酰膽堿受體激動(dòng)劑，它能夠通過(guò)與昆蟲(chóng)煙堿型乙酰膽堿受體結(jié)合，使害蟲(chóng)異常興奮，全身疼攣麻痹而死。噻蟲(chóng)嗪具有內(nèi)吸、觸殺和胃毒作用，主要用于雙翅目、鱗翅目及鞘翅目害蟲(chóng)的防治，尤其對(duì)同翅目刺吸式害蟲(chóng)具有高活性，可以有效地防治煙蚜、白背飛虱、甘蔗薊馬、遲眼蕈蚊、煙粉虱、韭蛆、荻草谷網(wǎng)蚜以及黃蚜等昆蟲(chóng)[3-4]。其既可用于莖葉處理，也可用于土壤、種子處理。由于噻蟲(chóng)嗪的廣泛應(yīng)用，土壤非靶標(biāo)生物長(zhǎng)期暴露于土壤污染物中，會(huì)對(duì)非靶標(biāo)生物的生長(zhǎng)和發(fā)育造成一定的影響。

土壤微生物是土壤生態(tài)系統(tǒng)具有生命力的主要成分，殺蟲(chóng)劑對(duì)微生物的影響主要表現(xiàn)為微生物數(shù)量減少、微生物群落數(shù)量和質(zhì)量下降和微生物活性改變等。不同的殺蟲(chóng)劑對(duì)土壤微生物產(chǎn)生的影響是不一致的，殺蟲(chóng)劑對(duì)土壤中微生物群落的影響受生境及土壤結(jié)構(gòu)、質(zhì)地、pH、有機(jī)和無(wú)機(jī)成分、濕度和溫度等多種因素的影響。而噻蟲(chóng)嗪對(duì)微生物的影響主要通過(guò)影響土壤的理化性質(zhì)，尤其是土壤的生物性質(zhì)，從而影響土壤微生物群落的數(shù)量和代謝活性。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中散落到土壤中的噻蟲(chóng)嗪可以導(dǎo)致土壤微生物數(shù)量的減少，Marioara等[58]的研究就發(fā)現(xiàn)，經(jīng)噻蟲(chóng)嗪處理的樣品氨化細(xì)菌、硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌顯著降低，其中，硝化細(xì)菌數(shù)量下降高達(dá)58.10%。噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤代謝過(guò)程具有抑制作用，可導(dǎo)致過(guò)氧化氫酶、脲酶、脫氫酶和磷酸酶的酶活性顯著降低。噻蟲(chóng)嗪及其光解產(chǎn)物還可以對(duì)土壤微生物呼吸作用產(chǎn)生一定的影響，通過(guò)不同含量噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤微生物呼吸作用的試驗(yàn)表明，噻蟲(chóng)嗪含量越高對(duì)土壤微生物呼吸強(qiáng)度抑制作用越明顯，低含量的噻蟲(chóng)嗪抑制作用不顯著。

2.2 噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤動(dòng)物的影響

土壤動(dòng)物是土壤的重要組成部分，它不僅可以直接或間接地改變土壤結(jié)構(gòu)，它在促進(jìn)土壤養(yǎng)分循環(huán)方面同樣起著重要作用。噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤動(dòng)物的影響主要集中在對(duì)大型土壤動(dòng)物(蚯蚓、螞蟻等)的急性、亞急性毒性上。蚯蚓是土壤中常見(jiàn)的無(wú)脊椎動(dòng)物，蚯蚓在土壤中移動(dòng)性很強(qiáng)，且對(duì)多種污染物敏感，利用蚯蚓指示土壤污染狀況，已經(jīng)成為土壤污染生態(tài)毒理診斷的一個(gè)重要指標(biāo)。噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物(蚯蚓)表現(xiàn)出一定程度的毒性。張鵬等[59]通過(guò)人工土壤法，使用噻蟲(chóng)嗪對(duì)蚯蚓進(jìn)行染毒，發(fā)現(xiàn)在噻蟲(chóng)嗪的含量范圍內(nèi)，蚯蚓身體在7 d時(shí)輕微發(fā)暗，14 d時(shí)正常。王彥華等[60]通過(guò)濾紙法和人工土壤法研究了噻蟲(chóng)嗪對(duì)蚯蚓的急性毒性，通過(guò)濾紙法發(fā)現(xiàn)噻蟲(chóng)嗪對(duì)蚯蚓的LC50值在24 h和48 h均大于62.91 μg/cm2，通過(guò)人工土壤法發(fā)現(xiàn)噻蟲(chóng)嗪對(duì)蚯蚓的LC50值在7 d和14 d均大于1 200 mg/kg，表現(xiàn)為低毒。吳若函等[61]發(fā)現(xiàn)噻蟲(chóng)嗪對(duì)赤子愛(ài)勝蚓 14 d的 LC50值>100.00 mg/kg，表現(xiàn)為低毒。螞蟻也是常見(jiàn)的大型土壤動(dòng)物，螞蟻可以通過(guò)取食植物與蜜或暴露于殘留有噻蟲(chóng)嗪的土壤環(huán)境中接觸農(nóng)藥。張松等[62]通過(guò)研究亞致死劑量的噻蟲(chóng)嗪對(duì)日本弓背蟻一些社會(huì)行為的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，亞致死劑量噻蟲(chóng)嗪可以直接影響日本弓背蟻的覓食和親系識(shí)別能力，而且通過(guò)個(gè)體間的信息交流，農(nóng)藥對(duì)社會(huì)行為的影響可以傳遞給其他未直接接觸藥劑的螞蟻，從而影響日本弓背蟻的種群發(fā)展。

2.3 噻蟲(chóng)嗪對(duì)植物的影響

隨著噻蟲(chóng)嗪在蔬菜、瓜果、茶葉和糧食作物上的廣泛應(yīng)用，噻蟲(chóng)嗪對(duì)生物和環(huán)境的毒性受到關(guān)注。一般而言，噻蟲(chóng)嗪在推薦劑量下使用對(duì)作物安全、無(wú)藥害，而過(guò)量施用可能導(dǎo)致噻蟲(chóng)嗪在作物上的殘留。目前已經(jīng)有不少學(xué)者對(duì)噻蟲(chóng)嗪在作物上殘留情況進(jìn)行研究，其研究主要集中在噻蟲(chóng)嗪在糧食作物(水稻、小麥和玉米)、經(jīng)濟(jì)作物(茶葉、煙草和棉花)、水果(葡萄、芒果和甘蔗)以及蔬菜(菠菜、番茄、黃瓜、辣椒、韭菜、大蔥和馬鈴薯等)的殘留分析上。郇志博等[8]通過(guò)研究噻蟲(chóng)嗪在甘蔗中的殘留及消解動(dòng)態(tài)發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪在甘蔗植株中的半衰期為8.4 ~ 18.2 d，甘蔗蔗梢和蔗莖中噻蟲(chóng)嗪的最終殘留量低于定量限(LOQ) (0.05 mg/kg)。王博等[18]通過(guò)研究噻蟲(chóng)嗪在大蔥中的消解動(dòng)態(tài)及最終殘留量發(fā)現(xiàn)，收獲期大蔥植株中噻蟲(chóng)嗪及其代謝產(chǎn)物的殘留量為0.015 ~ 0.117 mg/kg。吳緒金等[19]通過(guò)研究噻蟲(chóng)嗪在小麥中的消解動(dòng)態(tài)和最終殘留發(fā)現(xiàn)，噻蟲(chóng)嗪在小麥籽粒中最終殘留量均為≤0.038 mg/kg，按75 g/hm2施藥不會(huì)對(duì)人群產(chǎn)生不可接受的風(fēng)險(xiǎn)?，F(xiàn)有的數(shù)據(jù)表明，噻蟲(chóng)嗪可在植物及果實(shí)上殘留，對(duì)人體健康產(chǎn)生潛在的危害。

隨著生活水平的提高，人們對(duì)農(nóng)藥殘留問(wèn)題越來(lái)越重視，農(nóng)藥使用過(guò)程中及使用后，對(duì)農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和環(huán)境健康均有可能帶來(lái)潛在威脅[41]。許多國(guó)家制定了噻蟲(chóng)嗪的最大殘留限量，巴西規(guī)定噻蟲(chóng)嗪在棉花作物中最大殘留限量(MRL)為0.06 mg/kg；歐盟規(guī)定噻蟲(chóng)嗪在草藥和食用花卉中MRL值為0.02 mg/kg，在啤酒花中MRL值為0.07 mg/kg；加拿大衛(wèi)生部有害生物管理局(PMRA)擬定了噻蟲(chóng)嗪在馬鈴薯中MRL值為0.03 mg/kg；美國(guó)規(guī)定噻蟲(chóng)嗪在糧食和蔬菜中MRL值為0.02 ~ 4.5 mg/kg。2011年，我國(guó)衛(wèi)生部和農(nóng)業(yè)部聯(lián)合發(fā)布的GB26130—2010《食品中百草枯等54種農(nóng)藥最大殘留限量》[63]中規(guī)定噻蟲(chóng)嗪在黃瓜和糙米中的最大殘留限量分別為0.5 mg/kg和0.1 mg/kg。根據(jù)噻蟲(chóng)嗪的MRL值，制定噻蟲(chóng)嗪的安全間隔期，對(duì)于保障噻蟲(chóng)嗪的安全使用以及維護(hù)消費(fèi)者健康及環(huán)境安全具有重要意義。

3 問(wèn)題與展望

3.1 存在問(wèn)題

噻蟲(chóng)嗪作為第二代煙堿類殺蟲(chóng)劑中的第一個(gè)品種，由于對(duì)非靶標(biāo)生物安全性高并且對(duì)環(huán)境相對(duì)友好，擁有廣闊的市場(chǎng)前景。由于噻蟲(chóng)嗪的大量廣泛使用，噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤生物的毒性、環(huán)境行為及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)受到越來(lái)越多的關(guān)注。目前國(guó)內(nèi)外關(guān)于噻蟲(chóng)嗪農(nóng)藥環(huán)境行為及潛在危害的研究十分有限，目前研究主要存在以下不足：

1)噻蟲(chóng)嗪被認(rèn)為是低毒的農(nóng)藥，因此噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物產(chǎn)生的負(fù)面影響還沒(méi)有引起足夠的重視。目前噻蟲(chóng)嗪對(duì)土壤非靶標(biāo)生物的研究主要集中在急性和亞慢性毒性研究上，其作用機(jī)理均未展開(kāi)深入的研究。同時(shí)，目前我國(guó)關(guān)于噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)還很薄弱。

2)進(jìn)入土壤環(huán)境中的農(nóng)藥，可以通過(guò)食物鏈而發(fā)生生物富集作用，目前國(guó)內(nèi)關(guān)于土壤非靶標(biāo)生物對(duì)噻蟲(chóng)嗪生物富集效應(yīng)的研究還很少。

3)噻蟲(chóng)嗪在土壤中的降解途徑、降解速率的研究很少。不同土壤類型、不同作物類型、不同施藥方式以及不同的試驗(yàn)條件，導(dǎo)致噻蟲(chóng)嗪在土壤中的半衰期都會(huì)存在很大差異，噻蟲(chóng)嗪在土壤中的半衰期問(wèn)題很難評(píng)價(jià)。同時(shí)，土壤微生物在噻蟲(chóng)嗪的降解過(guò)程中起到了決定性的作用，但是，噻蟲(chóng)嗪微生物降解方面的研究還不足。

4)噻蟲(chóng)嗪淋溶性強(qiáng)，土壤降解慢，可在土壤中持久地殘留，對(duì)地表和地下水造成潛在的風(fēng)險(xiǎn)。對(duì)于地表水而言，在我國(guó)地表水體中還沒(méi)有噻蟲(chóng)嗪存在的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，對(duì)于地下水而言，噻蟲(chóng)嗪在土壤中遷移淋溶的機(jī)理還不清楚。同時(shí)，噻蟲(chóng)嗪與其他農(nóng)用化學(xué)品的混合污染造成的毒性研究也不夠深入。

3.2 展望

針對(duì)未來(lái)噻蟲(chóng)嗪還將在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中大量使用的實(shí)際，必須居安思危，盡早開(kāi)展噻蟲(chóng)嗪環(huán)境行為及潛在風(fēng)險(xiǎn)的研究與修復(fù)技術(shù)儲(chǔ)備，近期的研究重點(diǎn)建議關(guān)注以下4方面：

1)使用新的研究方法與技術(shù)，深入展開(kāi)噻蟲(chóng)嗪對(duì)蚯蚓、螞蟻等非靶標(biāo)生物的作用機(jī)理研究，評(píng)估噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物構(gòu)成的潛在危害，評(píng)價(jià)農(nóng)業(yè)土壤對(duì)非靶標(biāo)生物的危害，促進(jìn)噻蟲(chóng)嗪對(duì)非靶標(biāo)生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

2)鑒于噻蟲(chóng)嗪是否存生物富集效應(yīng)尚不明確的實(shí)際，建議深入開(kāi)展土壤到作物的遷移轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律及生物富集效應(yīng)的研究，以減少噻蟲(chóng)嗪通過(guò)食物鏈危害人體健康。

3)針對(duì)噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中環(huán)境行為相關(guān)研究存在的不足，加強(qiáng)噻蟲(chóng)嗪在土壤環(huán)境中的降解途徑(微生物降解)的降解機(jī)制、降解速率的研究以及噻蟲(chóng)嗪在土壤環(huán)境中遷移與淋溶機(jī)制的研究，同時(shí)還應(yīng)加強(qiáng)土壤和水環(huán)境中噻蟲(chóng)嗪殘留的安全閾值和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)研究。

4)為了減輕噻蟲(chóng)嗪在土壤中殘留給水環(huán)境和敏感生物帶來(lái)的危害，加強(qiáng)對(duì)噻蟲(chóng)嗪污染土壤的修復(fù)與安全利用技術(shù)研究，比如將納米材料應(yīng)用于污染土壤，探索其修復(fù)效率、土壤環(huán)境中的作用效果和修復(fù)過(guò)程中的作用機(jī)理，以及利用微生物來(lái)降解環(huán)境中的農(nóng)藥，加強(qiáng)對(duì)噻蟲(chóng)嗪具有強(qiáng)降解能力菌株的分離、鑒定及其降解機(jī)理研究等。

[1] 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部農(nóng)藥檢定所. 農(nóng)藥登記公告匯編: 2001 [M]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)出版社, 2001: 65.

[2] Gupta S, Gajbhiye V T, Gupta R K. Soil dissipation and leaching behavior of a neonicotinoid insecticide thiametho-xam[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2008, 80(5): 431–437.

[3] 武海斌, 宮慶濤, 陳珍珍, 等. 昆蟲(chóng)病原線蟲(chóng)和噻蟲(chóng)嗪混用對(duì)韭蛆的殺蟲(chóng)效果及其體內(nèi)保護(hù)酶和解毒酶活性的影響[J]. 昆蟲(chóng)學(xué)報(bào), 2018, 61(7): 851–859.

[4] 劉佰明, 焦曉國(guó), 楊鑫, 等. 噻蟲(chóng)嗪對(duì)B型煙粉虱抗性種群取食行為的影響[J]. 植物保護(hù)學(xué)報(bào), 2016, 43(1): 175– 176.

[5] 崔新倩, 張騫, 姜輝, 等. 新煙堿類殺蟲(chóng)劑對(duì)家蠶的急性毒性評(píng)價(jià)與中毒癥狀觀察[J]. 蠶業(yè)科學(xué), 2012，38(2): 288–291.

[6] 蔣夢(mèng)云, 鞏文雯, 劉慶菊, 等. 噻蟲(chóng)嗪及其代謝產(chǎn)物在盆栽辣椒和土壤中的殘留動(dòng)態(tài)和膳食風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 農(nóng)藥, 2018, 57(9): 662–665.

[7] JMPR. Pesticide residues in food-2010：Report [R]. Rome, Italy, 2010.

[8] 郇志博, 羅金輝, 謝德芳. 噻蟲(chóng)嗪在甘蔗和土壤中的殘留行為及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 49(11): 2282–2291.

[9] 武小凈, 李德成, 胡鋒, 等. 我國(guó)主產(chǎn)煙區(qū)煙田土壤有機(jī)農(nóng)藥殘留狀況研究[J]. 土壤, 2015, 47(5): 979–983.

[10] 劉雷, 戚特, 趙豐, 等. 不同種源延胡索及土壤中有機(jī)氯農(nóng)藥殘留特征及安全評(píng)價(jià)[J]. 土壤, 2019, 51(3): 549– 556.

[11] Stewart S D, Lorenz G M, Catchot A L, et al. Potential exposure of pollinators to neonicotinoid insecticides from the use of insecticide seed treatments in the mid-southern United States[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(16): 9762–9769.

[12] Jones A, Harrington P, Turnbull G. Neonicotinoid concentrations in arable soils after seed treatment applications in preceding years[J]. Pest Management Science, 2014, 70(12): 1780–1784.

[13] Limayrios V, Forero L G, Xue Y G, et al. Neonicotinoid insecticide residues in soil dust and associated parent soil in fields with a history of seed treatment use on crops in southwestern Ontario[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016, 35(2): 303–310.

[14] Botías C, David A, Horwood J, et al．Neonicotinoid residues in wildflowers, a potential route of chronic exposure for bees[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(21): 12731–12740.

[15] 張芬, 張新忠, 羅逢健, 等. QuEChERS凈化GC/ECD測(cè)定茶葉與土壤中噻蟲(chóng)嗪、蟲(chóng)螨腈及高效氯氟氰菊酯殘留[J]. 分析測(cè)試學(xué)報(bào), 2013, 32(4): 393–400.

[16] 陳國(guó)峰, 李雪茹, 劉峰, 等. 高效氯氟氰菊酯、噻蟲(chóng)嗪及其代謝物噻蟲(chóng)胺在小麥中的殘留及消解動(dòng)態(tài)分析[J]. 麥類作物學(xué)報(bào), 2018, 38(1): 119–125.

[17] 馮義志, 潘金菊, 齊曉雪, 等. 噻蟲(chóng)嗪及其代謝物噻蟲(chóng)胺在韭菜和土壤中的殘留消解動(dòng)態(tài)及殘留量[J]. 現(xiàn)代農(nóng)藥, 2016, 15(5): 45–48.

[18] 王博, 侯志廣, 方楠, 等. 噻蟲(chóng)嗪及其代謝物在大蔥中的消解動(dòng)態(tài)及最終殘留[J]. 農(nóng)藥, 2018, 57(9): 671–674.

[19] 吳緒金, 李萌, 張軍鋒, 等. 小麥和土壤中噻蟲(chóng)嗪殘留及消解動(dòng)態(tài)分析[J]. 麥類作物學(xué)報(bào), 2014, 34(7): 1010– 1017.

[20] 吳小毛, 袁圓, 王芳, 等. 噻蟲(chóng)嗪在茶葉和土壤中的消解規(guī)律研究[J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2013, 52(17): 4214–4217.

[21] 李明立, 宋姝娥, 嵇儉, 等. 噻蟲(chóng)嗪在番茄上的殘留消解動(dòng)態(tài)[J]. 農(nóng)藥, 2007, 46(7): 477–478.

[22] 黃偉, 李建中, 王會(huì)利, 等. 噻蟲(chóng)嗪在馬鈴薯中的殘留分析[J]. 環(huán)境化學(xué), 2010, 29(5): 970–973.

[23] 梁旭陽(yáng), 劉新剛, 徐軍, 等. 噻蟲(chóng)嗪在棉花和土壤中的殘留動(dòng)態(tài)研究[J]. 植物保護(hù), 2013, 39(2): 101–104.

[24] 張怡, 趙亞楠, 姜彩鴿, 等. 噻蟲(chóng)嗪在釀酒葡萄果實(shí)和土壤中的殘留動(dòng)態(tài)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 現(xiàn)代農(nóng)藥, 2015, 14(6): 35–37.

[25] 劉賓, 郭棟梁, 毛江勝, 等. 菠菜中噻蟲(chóng)嗪的殘留檢測(cè)與消解動(dòng)態(tài)[J]. 農(nóng)藥, 2009, 48(9): 667–668, 674.

[26] 張芬. 噻蟲(chóng)嗪和高效氯氟氰菊酯在茶園中的殘留行為及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究[D]. 福州: 福建農(nóng)林大學(xué), 2013.

[27] 宋超. 新煙堿類殺蟲(chóng)劑在煙葉中的殘留降解及環(huán)境行為研究[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院, 2015.

[28] 李維, 劉國(guó)光, 鄭立慶, 等. 土壤中噻蟲(chóng)嗪農(nóng)藥殘留分析方法[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(2): 739–742.

[29] Campbell S, Chen L, Yu J, et al. Adsorption and analysis of the insecticides thiamethoxam and indoxacarb in Hawaiian soils[J]. Journal of Agricultural and Food Chemistry, 2005, 53(13): 5373–5376.

[30] Hilton M J, Jarvis T D, Ricketts D C. The degradation rate of thiamethoxam in European field studies[J]. Pest Management Science, 2016, 72(2): 388–397.

[31] 李田田, 鄭珊珊, 王晶, 等. 新煙堿類農(nóng)藥的污染現(xiàn)狀及轉(zhuǎn)化行為研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2018, 13(4): 9–21.

[32] 鄭立慶, 劉國(guó)光, 孫德智, 等. Cu2+對(duì)新農(nóng)藥噻蟲(chóng)嗪水解的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 25(4): 1001–1005.

[33] Myresiotis C K, Vryzas Z, Papadopoulou-Mourkidou E. Biodegradation of soil-applied pesticides by selected strains of plant growth-promoting rhizobacteria (PGPR) and their effects on bacterial growth[J]. Biodegradation, 2012, 23(2): 297–310.

[34] Pandey G, Dorrian S J, Russell R J, et al. Biotrans-formation of the neonicotinoid insecticides imidacloprid and thiamethoxam by Pseudomonas sp. 1G[J]. Biochemical and Biophysical Research Communications, 2009, 380(3): 710–714.

[35] Zhou G C, Wang Y, Zhai S, et al. Biodegradation of the neonicotinoid insecticide thiamethoxam by the nitrogen-fixing and plant-growth-promoting rhizobacterium Ensifer adhaerens strain TMX-23[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97(9): 4065–4074.

[36] 范銀君, 史雪巖, 高希武. 新煙堿類殺蟲(chóng)劑吡蟲(chóng)啉和噻蟲(chóng)嗪的代謝研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)藥學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 14(6): 587–596.

[37] Karmakar R, Kulshrestha G. Persistence, metabolism and safety evaluation of thiamethoxam in tomato crop[J]. Pest Management Science, 2009, 65(8): 931–937.

[38] Schaafsma A, Limay-Rios V, Xue Y G, et al. Field-scale examination of neonicotinoid insecticide persistence in soil as a result of seed treatment use in commercial maize (corn) fields in southwestern Ontario[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2016, 35(2): 295–302.

[39] Goulson D. REVIEW: An overview of the environmental risks posed by neonicotinoid insecticides[J]. Journal of Applied Ecology, 2013, 50(4): 977–987.

[40] 宋超, 周楊全, 李義強(qiáng), 等. 三種新煙堿類殺蟲(chóng)劑在土壤中的殘留降解及影響因子[J]. 農(nóng)藥學(xué)學(xué)報(bào), 2016, 18(6): 738–744.

[41] 姚加加, 陳姣姣, 康頔, 等. 噻蟲(chóng)嗪在土壤中降解因素探究[J]. 遼寧化工, 2016, 45(5): 568–570, 602.

[42] 謝慧, 王軍, 杜曉敏, 等. 新農(nóng)藥哌蟲(chóng)啶在三種典型土壤中的吸附與淋溶研究[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2017, 54(1): 118– 127.

[43] 謝慧, 朱魯生, 譚梅英. 哌蟲(chóng)啶在土壤中的降解動(dòng)態(tài)及對(duì)土壤微生物的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2016, 53(1): 232– 240.

[44] 施文. 噻蟲(chóng)嗪和噻蟲(chóng)胺在農(nóng)田土壤和黏土礦物中的吸附研究[D]. 長(zhǎng)沙: 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué), 2017.

[45] 孔德洋, 葛峰, 許靜, 等. 3種煙堿類殺蟲(chóng)劑在土壤中的降解吸附特性及對(duì)地下水的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30(11): 2237–2241.

[46] 張鵬, 慕衛(wèi), 劉峰, 等. 噻蟲(chóng)嗪在土壤中的吸附和淋溶特性[J]. 環(huán)境化學(xué), 2015, 34(4): 705-711.

[47] 何利文, 石利利, 孔德洋, 等. 呋喃丹和阿特拉津在土柱中的淋溶及其影響因素[J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報(bào), 2006, 22(2): 71–74.

[48] Anderson T A, Salice C J, Erickson R A, et al. Effects of landuse and precipitation on pesticides and water quality in playa lakes of the southern high Plains [J]. Chemosphere, 2013, 92(1): 84–90.

[49] Main A R, Headley J V, Peru K M, et al. Widespread use and frequent detection of neonicotinoid insecticides in wetlands of Canada’s Prairie Pothole Region [J]. PLoS One, 2014, 9(3): e92821.

[50] Main A R, Michel N L, Cavallaro M C, et al. Snowmelt transport of neonicotinoid insecticides to Canadian Prairie wetlands[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 215: 76–84.

[51] Samsonrobert O, Labrie G, Chagnon M, et al. Neonico-tinoid-contaminated puddles of water represent a risk of intoxication for honey bees[J]. PLoS One, 2014, 9(12): e108443. DOI: 10. 1371/journal. pone. 0108443.

[52] Schaafsma A, Limay-Rios V, Baute T, et al. Neonicotinoid insecticide residues in surface water and soil associated with commercial maize (corn) fields in southwestern Ontario [J]. PLoS One, 2015, 10(2): e0118139.

[53] Székács A, M?rtl M, Darvas B. Monitoring pesticide residues in surface and ground water in Hungary: surveys in 1990–2015[J]. Journal of Chemistry, 2015, 2015: 1–15.

[54] Sánchezbayo F, Hyne R V. Detection and analysis of neonicotinoids in river waters - Development of a passive sampler for three commonly used insecticides[J]. Chemosphere, 2014, 99: 143–151.

[55] Huseth A S, Groves R L. Environmental fate of soil applied neonicotinoid insecticides in an irrigated potato agroecosystem[J]. PLoS One, 2014, 9(5): e97081.

[56] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局. 化學(xué)農(nóng)藥環(huán)境安全評(píng)價(jià)試驗(yàn)準(zhǔn)則[M]. 北京: 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局, 2003.

[57] 段亞玲, 陳愷, 李景壯, 等. 噻蟲(chóng)嗪在5種土壤中淋溶特性[J]. 農(nóng)藥, 2014, 53(7): 512–514, 519.

[58] Marioara N F, Sorin O V, Roxana P, et al．The effect of some insecticides on soil microorganisms based on enzymatic and bacteriological analyses[J]. Romanian Biotechnological Letters, 2015, 20(3): 10439–10447.

[59] 張鵬, 陳澄宇, 李慧, 等. 七種新煙堿類殺蟲(chóng)劑對(duì)韭菜遲眼蕈蚊幼蟲(chóng)及蚯蚓的選擇毒力[J]. 植物保護(hù)學(xué)報(bào), 2014, 41(1): 79–86.

[60] 王彥華, 陳麗萍, 趙學(xué)平, 等. 新煙堿類和阿維菌素類藥劑對(duì)蚯蚓的急性毒性效應(yīng)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 29(12): 2299–2304.

[61] 吳若函, 丁悅, 嚴(yán)海娟, 等. 新煙堿類殺蟲(chóng)劑對(duì)幾種環(huán)境生物的安全性評(píng)價(jià)[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué), 2016, 44(1): 295–297.

[62] 張松, 鮑海波, 張建華, 等. 亞致死劑量噻蟲(chóng)嗪對(duì)日本弓背蟻覓食和親系識(shí)別能力的影響[J]. 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 42(2): 270–275.

[63] 中華人民共和國(guó)衛(wèi)生部, 中華人民共和國(guó)農(nóng)業(yè)部. 食品中百草枯等54種農(nóng)藥最大殘留限量: GB26130—2010[S]. 北京: 中國(guó)標(biāo)準(zhǔn)出版社, 2011.

A Review on Environmental Behavior of Tthiamethoxam in Farmland Soils

LIU Juan1,3, ZHANG Naiming2,3*

(1 College of Plant Protection, Yunnan Agricultural University, Kunming 650201, China; 2 College of Resource and Environmental Science, Yunnan Agricultural University, Kunming 650201, China; 3 Yunnan Soil Fertility and Pollution Restoration Laboratory, Kunming 650201, China)

Thiamethoxam is one of the most widely sold new nicotine pesticides in the world. With the widespread use of thiamethoxam in agricultural production, the problems of migration, transformation and the eventual fate of thiamethoxam in soil environment have become a research hotspot. In this paper, the environmental behavior of thiamethoxam in agricultural soils, such as residue, degradation, adsorption, migration and leaching, and the main influencing factors were summarized, the effects of thiamethoxam on soil microorganisms and soil animals (earthworms, ants, etc.) were systematically reviewed. In view of the deficiency of the study on the environmental behavior of thiamethoxam in agricultural soil, the key points and directions that should be concerned in the future research are proposed. this review can provide scientific basis for the safe use of thiamethoxam and the health of agricultural soil ecosystem.

Thiamethoxam; Biological toxicity; Agricultural soil; Residue; Environmental behavior

S154.1

A

10.13758/j.cnki.tr.2020.05.003

劉娟, 張乃明. 噻蟲(chóng)嗪在農(nóng)田土壤中環(huán)境行為的研究進(jìn)展. 土壤, 2020, 52(5): 883–890.

國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2016YFD0201208-2)資助。

劉娟(1990—)，女，四川資中人，博士研究生，主要從事農(nóng)用化學(xué)物質(zhì)與環(huán)境研究。E-mail: 15587214232@163.com