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        除草劑敵草胺的環(huán)境毒理研究進(jìn)展

        2021-05-07 12:42:08黃文源劉旭東姚小龍吳小毛
        現(xiàn)代農(nóng)藥 2021年2期
        關(guān)鍵詞:草胺映體限量

        羅 躍,黃文源,劉旭東,韓 磊,姚小龍,吳小毛*

        (1.貴州大學(xué)作物保護(hù)研究所,貴陽550025;2.貴州山地農(nóng)業(yè)病蟲害重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,貴陽550025)

        敵草胺(Napropamide)屬芳氧酰胺類除草劑,由美國斯特弗化學(xué)公司(現(xiàn)先正達(dá)農(nóng)業(yè)有限公司)研制開發(fā),于1969年上市[1]。敵草胺是一種苗前土壤處理的選擇性除草劑,主要作用機(jī)制是抑制雜草發(fā)芽種子中蛋白質(zhì)的合成。由于敵草胺具有良好的殺草活性和功效,在世界各地均推廣應(yīng)用于多種大田作物芽前除草[2]。

        隨著人們環(huán)境保護(hù)的意識(shí)逐漸增強(qiáng),敵草胺對(duì)生態(tài)的破壞和環(huán)境的污染引起人們高度重視。筆者基于近年來國內(nèi)外相關(guān)研究文獻(xiàn),從敵草胺的結(jié)構(gòu)特征、理化性質(zhì)、應(yīng)用概況、代謝規(guī)律、檢測(cè)方法、環(huán)境毒理、生態(tài)效應(yīng)和生物降解等方面進(jìn)行綜述。

        1 敵草胺的結(jié)構(gòu)及理化性質(zhì)

        敵草胺,通用名Napropamide,又名萘丙酰草胺、大惠利、草萘胺等,化學(xué)式為C17H21NO2,化學(xué)名為N-異丙基-氯乙酸替鄰甲苯胺或2-氯-N-異丙基-N-(2-甲基苯基)-乙酸胺或N,N-二乙基-2-(α-萘氧基)丙酰胺[1-3]。其結(jié)構(gòu)式如圖1所示:

        圖1 敵草胺化學(xué)結(jié)構(gòu)式

        敵草胺屬手性除草劑,其分子中含有手性碳原子,存在2個(gè)旋光異構(gòu)體[2]。純品為白色結(jié)晶,熔點(diǎn)為73~78℃(lit.);密度為1.079 g/cm3;閃點(diǎn)為214℃;在氣壓為760 mmHg環(huán)境下沸點(diǎn)為430.2℃;在25℃時(shí)蒸汽壓為0.53 Pa Hg,水溶解度為72 mg/L;易溶于丙酮、乙醇等有機(jī)溶劑,在稀酸性溶液中穩(wěn)定,在堿性溶液中不穩(wěn)定;敵草胺應(yīng)低溫干燥、通風(fēng)儲(chǔ)存,與食品原料分開儲(chǔ)運(yùn)[4-5]。

        2 敵草胺的特性及應(yīng)用概況

        敵草胺為內(nèi)吸性除草劑,施用后在土壤表面形成藥物層,雜草的芽和葉面吸收后抑制體內(nèi)酶的合成,并阻礙細(xì)胞分裂,使雜草的根芽不能生長而壞死。敵草胺對(duì)雜草防除效果優(yōu)良,適用于煙草、西瓜、花生、油菜、棉花、水稻、大豆等作物防除野燕麥(Avena sativaL.)、馬唐(Digitaria sanguinalisL.)、早熟禾(Poa annuaL.)、稗草(Echinochloa crusgalliL.)等一年生或多年生禾本科雜草及主要的闊葉雜草[6]。一般情況下防除一年生雜草比防除多年生雜草效果好。

        敵草胺自1969年投入市場以來,得到了較好的發(fā)展和廣泛的推廣應(yīng)用,其使用量在除草劑中居于全世界第2位,是使用最普遍的除草劑之一[7]。2005年,敵草胺由廣東宜禾宜農(nóng)作物科學(xué)有限公司在我國首次登記使用于煙草和西瓜田,作為移栽前土壤噴施除草劑[8]。敵草胺是高效廣譜芽前除草劑,施用后在田間土層中半衰期長達(dá)2個(gè)月左右,可一次性防除整季雜草,廣泛應(yīng)用于其他大田作物[9]。Xie等[10]研究表明,在玉米苗期噴灑敵草胺能使除草效果最大化,且施用后對(duì)玉米出苗率無抑制作用,對(duì)雜草根系生物量的抑制作用較芽明顯。

        敵草胺在土壤中持效期長,對(duì)雜草的防除效果較好,但使用不合理則易造成土壤和農(nóng)作物殘留超標(biāo),污染環(huán)境,影響后續(xù)作物生長,或溶入地表水和地下水中,最終對(duì)人和動(dòng)物造成危害[11]。如蔡春鵬等[12]研究發(fā)現(xiàn),在輪葉黨參苗地施用敵草胺適宜藥效發(fā)揮的土壤濕度在70%左右,土壤濕度過高則易造成藥害,故施用時(shí)需嚴(yán)格按照敵草胺在不同基質(zhì)中的相關(guān)殘留限量標(biāo)準(zhǔn),適量施用,從源頭控制敵草胺的投入,依托殘留檢測(cè)技術(shù)做好安全性評(píng)價(jià)。對(duì)于已受污染的土壤和水體,通過種植富集植物、利用微生物降解、投入農(nóng)藥降解酶、修建蓄水池集中消毒等途徑進(jìn)行修復(fù)。

        3 敵草胺的環(huán)境分布及檢測(cè)方法

        敵草胺進(jìn)入市場施用至今已近50年,其適用范圍廣泛,在環(huán)境中必然廣泛存在。洪文良等[13]對(duì)土壤中敵草胺的降解規(guī)律進(jìn)行了研究,發(fā)現(xiàn)施用60 d后土壤中仍檢出敵草胺,降解率為48.00%~54.50%,半衰期為55.9~67.3 d;梅文泉等[14]在對(duì)煙草中異丙甲草胺、仲丁靈、氟節(jié)胺、敵草胺的殘留量進(jìn)行測(cè)定時(shí),在煙草中檢出敵草胺殘留;李方樓等[15]在施用過敵草胺的烤煙中部葉檢測(cè)出敵草胺殘留;陶大鈞[16]在蔬菜、水稻和土壤中均檢出敵草胺殘留;Jury等[17]通過土壤柱實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn),敵草胺在土壤中可遷移深度達(dá)180 cm。以上研究表明敵草胺在環(huán)境中廣泛存在于土壤和植物體內(nèi)。

        在20世紀(jì)90年代已有大量文獻(xiàn)報(bào)道敵草胺的檢測(cè)方法,如凱氏定氮法、堿解法、生測(cè)法、氣相色譜法等檢測(cè)方法[14,18-19]。近年來采用高效液相色譜法和氣相色譜法檢測(cè)敵草胺報(bào)道較多[20-21]。李方樓等[15]建立了敵草胺分子印跡固相萃取-高效液相色譜法檢測(cè)敵草胺殘留,認(rèn)為敵草胺分子印跡原位整體柱具有高專屬親和力,有利于復(fù)雜樣品中微量敵草胺的檢測(cè)。梅文泉等[14]采用固相萃取-氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用法測(cè)定敵草胺等4種農(nóng)藥,可有效清除樣品中的雜質(zhì),并對(duì)檢測(cè)條件進(jìn)行了優(yōu)化,其平均回收率為96.9%,檢出限為0.01 mg/kg。陳勝文等[22]應(yīng)用手性ChiralpakOJ-H柱對(duì)敵草胺進(jìn)行分離,并對(duì)其2個(gè)對(duì)映體用圓二色光譜進(jìn)行了表征,結(jié)果表明外消旋體線性范圍為10~100 ng/mL,外消旋體最低檢測(cè)限為8 ng/mL,對(duì)映體純的檢測(cè)限為4 ng/mL。Li等[23]提出了一種基于激發(fā)發(fā)射矩陣(EEM)熒光二階校正的快速非分離光譜熒光測(cè)定方法,用于土壤、河流沉積物、廢水和河流水樣中敵草胺的測(cè)定。隨著檢測(cè)儀器和檢測(cè)方法不斷優(yōu)化,敵草胺的殘留檢測(cè)也將更加精準(zhǔn)。

        4 敵草胺的環(huán)境行為

        4.1 敵草胺在動(dòng)植物體內(nèi)的動(dòng)態(tài)

        崔利娥[24]和Cui等[25]發(fā)現(xiàn)施用敵草胺后,在紫花苜蓿植株地上部分檢出敵草胺濃度為0.111~2.444 mg/kg,根部為0.651~2.444 mg/kg,富集指數(shù)達(dá)2.526,且發(fā)現(xiàn)敵草胺在植株中首先以根部富集較多,但根部殘留含量下降較快,原因是被根部代謝系統(tǒng)降解或轉(zhuǎn)移至植株地上部分。Biswas等[26]在施用敵草胺后的茶園土壤和茶樹體內(nèi)均檢測(cè)出殘留,且發(fā)現(xiàn)敵草胺在樹體內(nèi)的降解比土壤中快。Qi等[27-28]研究發(fā)現(xiàn),施用敵草胺對(duì)大豆和黃瓜的葉綠素含量無影響,對(duì)超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化氫酶(CAT)和膜脂過氧化物活性的測(cè)定結(jié)果表明敵草胺可誘導(dǎo)氧化應(yīng)激,番茄、黃瓜和油菜對(duì)敵草胺的降解不具有對(duì)映選擇性,而卷心菜對(duì)敵草胺的降解略有對(duì)映選擇性。敵草胺在植物體內(nèi)的動(dòng)態(tài)仍有待進(jìn)一步研究。

        姚小珊[29]在檢測(cè)人體尿液樣品中敵草胺外消旋體、對(duì)映體的殘留時(shí),發(fā)現(xiàn)敵草胺的檢出率為100%。Xie等[10,30]研究表明,敵草胺對(duì)斑馬魚具有對(duì)映選擇性抑制作用,(R)-NAP的抑制作用強(qiáng)于外消旋體(Rac)-NAP和(S)-NAP;R-對(duì)映體對(duì)非目標(biāo)生物的毒性最低,且0.01 mg/L的敵草胺可以促進(jìn)植物生長。Pahari等[31]在山羊的排泄物和組織中檢測(cè)到3種敵草胺的主要代謝產(chǎn)物,即酰胺水解形成的1-萘氧基丙酸、氧脫烷基化形成的1,5-二羥基萘和N-脫烷基化形成的N-乙基敵草胺。代謝物結(jié)構(gòu)式如圖2所示:

        圖2 敵草胺在山羊體內(nèi)的代謝反應(yīng)

        4.2 敵草胺在環(huán)境中的動(dòng)態(tài)

        敵草胺在土壤中發(fā)生降解和吸附行為。敵草胺會(huì)顯著改變土壤的微生物群落結(jié)構(gòu),土壤自生微生物對(duì)敵草胺的降解較為緩慢[32]。崔利蛾[24]檢測(cè)時(shí)發(fā)現(xiàn)種植了紫花苜蓿的土壤中敵草胺的濃度遠(yuǎn)低于未種植紫花苜蓿的對(duì)照土壤,且發(fā)現(xiàn)根際土壤中敵草胺的殘留量顯著低于非根際土壤,說明紫花苜蓿有富集或加快降解敵草胺的作用。Gerstl等[33-34]證明了土壤對(duì)敵草胺的吸附屬中等水平,Kd(吸附系數(shù))值在0.27~2.96 mL/g,吸附與土壤有機(jī)質(zhì)含量高度相關(guān),與土壤粘土含量僅略有相關(guān)。土壤吸附敵草胺后向周圍輻射擴(kuò)散,高施用頻率下擴(kuò)散移動(dòng)橫向多于垂直,低施用頻率時(shí)垂直擴(kuò)散移動(dòng)多于橫向;擴(kuò)散速率還與土壤的質(zhì)地有關(guān),在弱吸附土壤中分布較為均勻,在重吸附土壤中擴(kuò)散表現(xiàn)出輕微阻滯。敵草胺在不同類型和不同粒徑微團(tuán)的土壤的吸附具有一定的差異。土壤膠體對(duì)敵草胺的吸附能力大于土壤本體,在不同類型土壤膠體吸附容量按由大到小依次為草甸黑土膠體、黃泥土膠體、潮土膠體、黃棕壤膠體、紅壤膠體。在土壤粒徑小于0.002 mm和2.00~0.25 mm吸附容量最大,在0.25~0.02 mm和0.02~0.002 mm 2個(gè)粒徑范圍內(nèi)吸附容量相對(duì)較小[35-36]。在水溶性有機(jī)物中以綠肥作用最為明顯,可使敵草胺吸附量降低9.5%~22.9%,遷移出土體的敵草胺含量提高43.54%~73.42%。在有機(jī)物豐富的土壤中施用敵草胺,可能會(huì)促進(jìn)其在土壤中的遷移,對(duì)地下水污染構(gòu)成威脅。水溶性有機(jī)物會(huì)明顯降低敵草胺在土壤中的吸附,并能有效促進(jìn)敵草胺的遷移,其中在黃棕壤和石灰性潮土中效果較為顯著[37]。Xie等[38]研究了敵草胺對(duì)映體和外消旋體對(duì)銅綠微囊藻的毒性與環(huán)境行為,發(fā)現(xiàn)S-對(duì)映體降解最快;R-對(duì)映體比S-對(duì)映體更容易被銅綠微囊藻積累;S-對(duì)映體比R-對(duì)映體和外消旋體表現(xiàn)出更大的毒性;敵草胺對(duì)映體和外消旋體對(duì)丙二醛(MDA)無影響;SOD的增加與暴露時(shí)間有關(guān);細(xì)胞中微囊藻毒素(MC)含量受到顯著影響。Sadeghzadeh等[39]研究發(fā)現(xiàn),土壤中添加雞糞(CD)和棕櫚油廠廢水(POME)使敵草胺半衰期分別增加到69 d和49.5 d,表明加入CD和POME均能降低敵草胺的淋失量,且CD比POME更有效,而土壤滅菌后再添加無明顯影響。

        5 敵草胺的環(huán)境毒理與生態(tài)效應(yīng)

        5.1 敵草胺的急性毒性

        敵草胺的安全濃度為0.389 mg/L,當(dāng)敵草胺濃度超過42.5 mg/L時(shí),可在96 h內(nèi)造成羅氏沼蝦的幼蝦全部死亡,24、48、72、96 h的LD50值分別為1.60、1.29、0.68、0.53 mg/L[40]。對(duì)小白鼠的致死中量LD50值大于5 g/kg,兔子急性經(jīng)皮致死中量LD50值大于或等于2 g/kg;老鼠急性吸入LD50值大于或等于4.8 mg/L[41-42]。因此,應(yīng)避免敵草胺長時(shí)間重復(fù)接觸皮膚、眼睛、衣服,尤其是避免吸入體內(nèi)。

        5.2 敵草胺的環(huán)境生態(tài)效應(yīng)

        敵草胺是農(nóng)業(yè)實(shí)踐中較常用的除草劑之一,其持續(xù)應(yīng)用對(duì)環(huán)境生態(tài)構(gòu)成一定影響。敵草胺對(duì)土壤中底物誘導(dǎo)呼吸、總細(xì)菌數(shù)、脫氫酶、磷和脲酶均有負(fù)面影響,可導(dǎo)致底物誘導(dǎo)呼吸、脫氫酶、酸性和堿性磷酸酶活性降低,pH增加,硝化和固氮對(duì)敵草胺較為敏感,影響氮的轉(zhuǎn)化[32]。Guo等[43]發(fā)現(xiàn)敵草胺可造成土壤基礎(chǔ)呼吸下降,抑制土壤酶活性,可誘導(dǎo)毒性干擾土壤微生物種群導(dǎo)致微生物生物量的下降。Cui等[44]發(fā)現(xiàn)敵草胺可在油菜中積累,引發(fā)油菜O-2或H2O2增加,影響抗壞血酸過氧化氫酶、谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶、愈創(chuàng)木酚過氧化氫酶等酶活性,造成油菜生長抑制和氧化損傷。敵草胺在紫花苜蓿植株內(nèi)積累后抑制根部的生長,導(dǎo)致葉綠素減少;活性氧生成過量引起氧化應(yīng)激,影響根和葉中硫代巴比妥酸反應(yīng)物積累[24]。敵草胺對(duì)黃瓜和大豆葉片葉綠素含量沒有影響,但可引起氧化應(yīng)激,對(duì)黃瓜和大豆的造成氧化損傷。敵草胺對(duì)大豆和黃瓜的根長、莖長和鮮重有顯著的抑制作用,出現(xiàn)主根較短、側(cè)根不發(fā)達(dá)和葉片生長受損,在低于0.5 mg/kg低濃度下則加速大豆根的生長和鮮重[28]。吳小毛等[45]對(duì)在敵草胺脅迫下土壤酶活性的動(dòng)態(tài)響應(yīng)進(jìn)行了研究,結(jié)果表明,在培養(yǎng)前期,敵草胺對(duì)土壤過氧化氫酶和磷酸酶的作用分別是激活和抑制,且作用程度與濃度呈正比,對(duì)脲酶表現(xiàn)為低濃度激活,高濃度抑制,對(duì)脫氫酶也有激活作用;培養(yǎng)后期,土壤過氧化氫酶、脫氫酶、脲酶和磷酸酶活性表現(xiàn)為抑制和恢復(fù)的變化趨勢(shì)。

        5.3 有關(guān)敵草胺的殘留限量規(guī)定

        由于敵草胺的廣泛使用,已造成對(duì)生態(tài)環(huán)境不同程度的污染和破壞,對(duì)中藥材、水果和蔬菜等農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全造成不同程度影響?,F(xiàn)已有多個(gè)國家和地區(qū)根據(jù)自身實(shí)際情況,對(duì)敵草胺在農(nóng)產(chǎn)品、食品、飲用水等中的殘留限量做出了相應(yīng)的規(guī)定,并發(fā)布了一系列的權(quán)威文件及標(biāo)準(zhǔn)。如在歐洲現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)中植物、加工商品、輪作作物和牲畜中敵草胺最大殘留限量為0.05~0.2 mg/kg,但歐洲食品安全局根據(jù)第396/2005號(hào)條例(EC)第12條審查了目前敵草胺在歐洲最大殘留水平,仍然認(rèn)為有很大一部分食品中敵草胺的最大殘留限量有待進(jìn)一步商榷,并在2018年8月發(fā)布10.2903/j.efsa.2018.5394號(hào)文件,審查敵草胺在部分食品上的最大殘留限量。結(jié)果顯示,在枸杞、番茄、茄子和西蘭花中敵草胺的最大殘留限量為0.01 mg/kg;在亞麻籽、芝麻、葵花籽中最大殘留限量為0.02 mg/kg[46]。巴西國家衛(wèi)生監(jiān)督局在2017年12月發(fā)布第438號(hào)咨詢文件,修訂敵草胺在燕麥、黑麥、大麥、小黑麥等食品中的最大殘留限量為0.7 mg/kg。澳大利亞農(nóng)獸藥管理局(APVMA)在2016年11月發(fā)布《澳新食品標(biāo)準(zhǔn)法典》,規(guī)定敵草胺在雞蛋、禽類及哺乳動(dòng)物可食內(nèi)臟、禽肉脂肪等部分食品中的最大殘留限量為0.01 ppm。我國農(nóng)業(yè)農(nóng)村部在2018年6月發(fā)布的“關(guān)于公開征求農(nóng)藥最大殘留限量和農(nóng)藥殘留檢測(cè)方法等食品安全國家標(biāo)準(zhǔn)(征求意稿)意見函”中《食品中阿維菌素等51種農(nóng)藥最大殘留限量(征求意見稿)》規(guī)定了敵草胺在油料和油脂中最大殘留限量為0.1 mg/kg,在大蒜、青蒜、蒜薹等蔬菜中最大殘留限量為0.05 mg/kg。

        6 敵草胺的降解

        近幾十年來,除草劑的大量使用導(dǎo)致了其在生態(tài)系統(tǒng)中的大量生物累積,這已成為農(nóng)田和水域中最常見的有機(jī)污染物之一[47]。敵草胺在土壤中的持久性較長,土壤有機(jī)質(zhì)含量(P<0.01)是影響敵草胺在土壤中吸附的主要因素,降解速率隨土壤有機(jī)質(zhì)含量的升高而加快,其中微生物降解是敵草胺在土壤環(huán)境中降解的主要途徑[48]。相比于(R)-NAP,(S)-NAP更容易被環(huán)境中的微生物降解,但導(dǎo)致這一現(xiàn)象的生物學(xué)機(jī)制尚不清楚。Donaldson等[49]發(fā)現(xiàn)敵草胺在光照下半衰期為8.7~223 min,其在光下的降解速率與光強(qiáng)度呈正相關(guān)的關(guān)系;敵草胺在土壤中的降解半衰期為34~201 d,其降解速率跟土壤的類型、土壤水分含量、溫度、微生物量密切有關(guān)。Gerstl等[33]發(fā)現(xiàn)敵草胺在土壤中的降解符合一級(jí)動(dòng)力學(xué),半衰期為17~1 643 d,認(rèn)為土壤含水量和溫度比土壤類型或初始濃度對(duì)降解的影響更大。崔利娥[24]研究表明紫花苜??煞e累敵草胺殘留,減少土壤中殘留量;紫花苜蓿根系分泌物可為根際微生物提供營養(yǎng),刺激土壤微生物活性,促進(jìn)敵草胺降解。Walker等[50]在燈芯草田采集土壤樣品,通過實(shí)驗(yàn)室富集培養(yǎng)強(qiáng)化降解,發(fā)現(xiàn)了2個(gè)能夠在純培養(yǎng)中降解除草劑的菌株,但未鑒定。敵草胺的降解速率隨土壤溫度(15~35℃)的增加而加快,并與有機(jī)質(zhì)含量有關(guān),而土壤微生物是影響敵草胺在土壤中降解的主要因素。郭華等[51]認(rèn)為敵草胺在土壤中降解途徑為脫烷基,降解產(chǎn)物是N-甲基2-(1-萘氧基)丙酰胺和N-乙基-2-(1-萘氧基)丙酰胺。Huang等[52]從鞘脂菌屬sp.B2中克隆了參與敵草胺降解的SnaH和Snpd2個(gè)基因,發(fā)現(xiàn)(S)-NAP被酰胺酶SnaH快速轉(zhuǎn)化,SnaH首先裂解(S)/(R)-NAP的酰胺鍵,形成(S)/(R)-2-(1-萘基)-丙酸[(S)/(R)NP]和二乙胺,α-酮戊二酸依賴的雙加氧酶Snpd進(jìn)一步將(S)-NP轉(zhuǎn)化為1-萘酚和丙酮酸。

        7 結(jié) 論

        敵草胺適用于煙草、棉花、水稻等多種作物防除野燕麥、早熟禾等多種雜草,防除效果較好。敵草胺微溶于水,容易進(jìn)入生物體組織和土壤,其半衰期長,使用不當(dāng)易造成殘留超標(biāo),危害環(huán)境和生物體。敵草胺是手性農(nóng)藥,其不同的對(duì)映體(R)-NAP、(S)-NAP以及外消旋混合物(Rac)-NAP在手性環(huán)境和生物體內(nèi)的生物活性和毒性均有差別。微生物對(duì)敵草胺對(duì)映體的選擇性分解代謝是重要研究方向,(S)-NAP相比于(R)-NAP更容易被環(huán)境中的微生物降解。敵草胺會(huì)改變土壤中的微生物群體結(jié)構(gòu),降低土壤酶活性。土壤有機(jī)質(zhì)是影響敵草胺在土壤中吸附的主要因素,微生物降解是敵草胺在土壤環(huán)境中降解的主要途徑,其降解速率還跟土壤的類型、水分含量、溫度等相關(guān)。

        敵草胺是較好的土壤處理除草劑,過去幾十年間在全球被廣泛施用,至今仍在除草劑市場上占有很大份額。隨著環(huán)保意識(shí)和要求的提高,敵草胺等施用廣泛、持效期長、潛在污染威脅較大的農(nóng)藥應(yīng)引起重視。當(dāng)前對(duì)敵草胺污染土壤和水體修復(fù)治理的研究尚不足,已有文獻(xiàn)報(bào)道的微生物降解菌和富集植物、特異性酶等較少,高效降解菌株的發(fā)掘和馴化、特異性酶促降解的機(jī)理研究和富集植物的開發(fā)與評(píng)價(jià)等是未來敵草胺污染土壤修復(fù)的主要發(fā)展方向,而目前對(duì)敵草胺污染水體治理的技術(shù)主要有生物膜法、厭氧處理法、好氧活性污泥法等,今后應(yīng)加強(qiáng)馴化對(duì)敵草胺具有較好抑菌效果的活性污泥,結(jié)合生物膜生物密度大、動(dòng)力消耗小等優(yōu)點(diǎn)使用,改良厭氧菌株以使其更有效分解污水中有機(jī)質(zhì)。此外,還應(yīng)豐富全國土壤和水體生態(tài)系統(tǒng)中敵草胺的殘留數(shù)據(jù),加強(qiáng)敵草胺在生物體及環(huán)境動(dòng)態(tài)相關(guān)研究,并完善敵草胺的合理施用規(guī)范,健全監(jiān)管機(jī)制,從源頭控制其在農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中的投入量,加大其污染的修復(fù)治理力度,以緩解敵草胺對(duì)人體和環(huán)境的損害。

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