于嘉興，劉旭東，韓 磊，羅 躍，吳小毛

(貴州大學(xué) 農(nóng)學(xué)院 植物保護(hù)系，貴陽 550025)

敵草隆(diuron)，化學(xué)名稱為N'-(3,4-二氯苯基)-N,N-二甲基脲，是一種植物光合作用抑制劑，通過植物根部吸收并快速擴(kuò)散至莖、葉，使植物不能進(jìn)行光合作用，從而達(dá)到除草目的[1]。敵草隆能有效防除一年生和多年生雜草，是一種應(yīng)用廣泛的除草劑[2]。研究表明，敵草隆可干擾人體內(nèi)分泌系統(tǒng)，具有致癌、致突變及影響人體代謝的危害，對(duì)人類存在潛在毒性[3-5]。農(nóng)藥施用到田間后，大部分將進(jìn)入大氣、土壤和水體環(huán)境。法國(guó)、荷蘭、日本等國(guó)家在水中相繼檢測(cè)出敵草隆，美國(guó)和加拿大也將敵草隆列為環(huán)境污染物重點(diǎn)監(jiān)測(cè)對(duì)象，同時(shí)，美國(guó)環(huán)保局宣布對(duì)敵草隆限量使用[6-12]。土壤是敵草隆在環(huán)境中的主要?dú)w宿，其在土壤環(huán)境中的殘留可能會(huì)隨雨水滲透地表而污染地下水，帶來潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[13]。敵草隆在土壤介質(zhì)中的行為與潛在影響已日益成為研究者關(guān)注的焦點(diǎn)?；诖耍疚闹饕C述了敵草隆在土壤環(huán)境中的吸附、降解及歸趨，分析了影響敵草隆在土壤中環(huán)境行為的主要因素，對(duì)探明敵草隆在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化提供參考。

1 敵草隆在土壤中的吸附行為

土壤吸附能力是評(píng)估土壤中農(nóng)藥殘留量的重要指標(biāo)[14]。目前，農(nóng)藥吸附作用存在傳統(tǒng)吸附與分配吸附兩種理論。傳統(tǒng)吸附理論指農(nóng)藥與土壤顆粒物表面的吸附位點(diǎn)通過分子間作用力發(fā)生相互作用，分配吸附理論指噴灑的農(nóng)藥通過水溶液與土壤有機(jī)質(zhì)之間互相分配的方式實(shí)現(xiàn)吸附作用[15]。研究表明，土壤對(duì)取代脲類除草劑的吸附能力受土壤成分、酸堿度、溫度、農(nóng)藥本身性質(zhì)等條件影響[16]。

1.1 吸附模型

土壤有機(jī)質(zhì)及土壤顆粒對(duì)敵草隆的吸附，一方面增加了敵草隆在土壤中的殘留量，另一方面降低了其在土壤中的遷移性和生物活性。敵草隆在土壤中的吸附行為通常用弗倫德利希(Freundlich)吸附模型和線性吸附模型擬合[17-20]。

Freundlich吸附模型：Cs=Kf×Ce1/n；線性吸附模型：Cs=Kd×Ce。式中：Cs為吸附平衡時(shí)土壤對(duì)供試物的吸附含量(mg/kg)；Ce為吸附平衡時(shí)水相中的供試物濃度(mg/L)；Kf、Kd為土壤吸附平衡常數(shù)；n為經(jīng)驗(yàn)常數(shù)。

Kf、Kd是定量判斷敵草隆在環(huán)境中遷移能力的重要參數(shù)。Kf、Kd值越大，敵草隆在土壤中的吸附固定能力越強(qiáng)，遷移能力越??；反之，敵草隆在土壤中的吸附固定能力越弱，遷移能力越大。許多研究報(bào)道了敵草隆在不同土壤環(huán)境中Kf、Kd值的不同，說明不同性質(zhì)土壤對(duì)敵草隆的吸附、遷移能力產(chǎn)生了不同程度的影響[20-21]。

1.2 影響敵草隆吸附的因素

1.2.1 土壤有機(jī)質(zhì)的影響

土壤有機(jī)質(zhì)中的腐殖酸含有大量活性基團(tuán)，如羥基、羧基、銨基、甲氧基等，這些基團(tuán)以范德華力、配位基交換、氫鍵、化學(xué)鍵、配位鍵等作用力與敵草隆相結(jié)合，產(chǎn)生吸附作用[22]。土壤有機(jī)質(zhì)含量是決定土壤對(duì)農(nóng)藥吸附性能的主要因素，有機(jī)質(zhì)含量越高，越有利于農(nóng)藥的吸附，吸附模型常數(shù)Kf值越大[23-26]。余向陽等[17]研究發(fā)現(xiàn)，將土壤有機(jī)質(zhì)從0.1%升高到1%，Kf從25.3升高到500。由于不同區(qū)域的環(huán)境條件具有差異性，即使理化性質(zhì)相近的土壤，其Kf也可能有較大的差異。Liu等[21]研究發(fā)現(xiàn)，敵草隆在中國(guó)典型黃土中的Koc值為1 537.49，而Kodesova等[27]發(fā)現(xiàn)，其在捷克共和國(guó)黃土中的Koc值為205，兩者相差近7.5倍。比較研究結(jié)果表明，敵草隆在土壤中的吸附行為受土壤性質(zhì)和不同地區(qū)環(huán)境條件的影響。此外，土壤有機(jī)質(zhì)包括水溶性和非水溶性有機(jī)質(zhì)兩大類，由于土壤中水溶性有機(jī)質(zhì)含量極少，有機(jī)質(zhì)類型對(duì)土壤吸附能力的影響差異不顯著[28]，但是當(dāng)土壤含水率較高時(shí)，敵草隆能夠與土壤中水溶性有機(jī)質(zhì)發(fā)生相互作用，于土壤液相中遷移轉(zhuǎn)化[29]。

1.2.2 土壤pH的影響

土壤pH是影響農(nóng)藥吸附的重要因素，酸堿性不同的土壤對(duì)農(nóng)藥吸附能力不同。土壤pH不僅影響敵草隆自身分解，還影響微生物對(duì)敵草隆的利用[30]。大量研究表明，降低pH，有利于土壤對(duì)敵草隆的吸收，這是由于土壤中的活性基團(tuán)質(zhì)子化，土壤表面的敵草隆分子吸附位點(diǎn)增加；相反，提高土壤pH，土壤活性基團(tuán)發(fā)生電離，敵草隆分子與水分子對(duì)土壤表面吸附位點(diǎn)進(jìn)行競(jìng)爭(zhēng)，從而降低土壤對(duì)敵草隆的吸附。Chagas等[31]認(rèn)為Ca2+、Mg2+可改變敵草隆的吸附性和控制雜草效率。此外，有報(bào)道表明土壤pH對(duì)敵草隆吸附無顯著影響[32]，一方面有機(jī)質(zhì)含量較高的土壤對(duì)pH變化有較好的緩沖能力，另一方面敵草隆為取代脲類除草劑，中性條件下，氧化和水解較為穩(wěn)定，酸、堿介質(zhì)中則易發(fā)生水解，進(jìn)而導(dǎo)致酸堿條件下溶液中敵草隆含量較低。

1.2.3 土壤黏粒的影響

土壤黏粒是土壤中顆粒最細(xì)小、性質(zhì)最活躍的部分，較大的比表面積決定了其表面活性比砂土類、壤土類強(qiáng)。Phongsakon等[33]對(duì)4種菠蘿種植土壤理化性質(zhì)分析發(fā)現(xiàn)砂質(zhì)壤土對(duì)敵草隆的吸附率最低。Bmma等[34]研究了敵草隆在肯尼亞3種典型農(nóng)業(yè)土壤中的吸附，得出土壤黏粒含量與敵草隆吸附量成正相關(guān)。一些報(bào)道表明，黏土礦物表面的大量吸附位對(duì)敵草隆影響較小，這是由于敵草隆為苯脲類除草劑，屬非離子型化合物，在水土體系中很難與水分子在土壤礦物質(zhì)的吸附點(diǎn)上競(jìng)爭(zhēng)，故敵草隆在這種類型土壤中具有較高的移動(dòng)性[35-36]。此外，研究表明土壤黏粒也影響土壤化合物與微生物間的相互作用，進(jìn)而影響農(nóng)藥在土壤中的吸附[37]。這是由于土壤顆粒的比表面積不同，其對(duì)降解菌的吸附量不同，故對(duì)農(nóng)藥的吸附能力也不同[38]。目前，針對(duì)敵草隆降解菌在不同土壤中的吸附研究還較少，有待探究敵草隆吸附受相同因素影響。

1.2.4 土壤溫度的影響

土壤溫度對(duì)敵草隆Kf變化有顯著影響，多數(shù)情況下，土壤對(duì)農(nóng)藥的吸附能力隨著溫度的升高而降低。這是由于較高的溫度提高了農(nóng)藥的水溶性，從而降低農(nóng)藥在土壤中的吸附趨勢(shì)[21]。如Liu等[21]發(fā)現(xiàn)當(dāng)溫度從298 K升高到318 K，Kf值分別從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 (黃土壤)。孫航等[32]通過對(duì)比試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，不添加生物炭的黃土對(duì)敵草隆的吸附量隨著溫度的升高而降低，并表明其過程為放熱反應(yīng)。同時(shí)，溫度的升高會(huì)導(dǎo)致土壤表面的敵草隆吸附位點(diǎn)減少，這是由于溫度升高，大量腐殖質(zhì)被吸附到土壤表面，此時(shí)腐殖質(zhì)與敵草隆形成競(jìng)爭(zhēng)吸附，進(jìn)而阻礙了敵草隆在土壤中的吸附。

1.2.5 農(nóng)藥本身性質(zhì)的影響

農(nóng)藥的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)對(duì)土壤吸附有一定的影響。如Chiou等[39]對(duì)15種非離子農(nóng)藥進(jìn)行研究，發(fā)現(xiàn)有機(jī)質(zhì)對(duì)非離子農(nóng)藥的吸附量起決定性作用。農(nóng)藥的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)影響農(nóng)藥在正辛醇/水相中的分配系數(shù)，一般來講，農(nóng)藥的Kow值越大，越易被土壤吸附[40]。針對(duì)敵草隆的土壤吸附試驗(yàn)均表明，敵草隆可通過分配機(jī)制被土壤有機(jī)物吸附(Kow=648~747)[33]。此外，農(nóng)藥的水溶性也影響農(nóng)藥在土壤中的吸附，敵草隆本身不溶于水，但于25 ℃時(shí)水中溶解度為42 mg/L，這一性質(zhì)降低了敵草隆在土壤顆粒表面的吸附量。朱忠林等[41]以6種農(nóng)藥為研究對(duì)象，得出各農(nóng)藥在正辛醇/水相中的分配系數(shù)為：甲基對(duì)硫磷>敵草隆>綠麥隆>伏草隆>吠喃丹>非草隆，并表明分配系數(shù)與它們的水溶解度成負(fù)相關(guān)。

2 敵草隆在土壤環(huán)境中的移動(dòng)

敵草隆無論以何種方式施用，都會(huì)有少部分會(huì)流失到水體、空氣等周圍環(huán)境中，而大部分沉降于土壤表面。因此，土壤是敵草隆在農(nóng)田系統(tǒng)中遷移和轉(zhuǎn)化的主要源和匯。敵草隆自身物理化學(xué)性質(zhì)以及土壤特性(如土壤有機(jī)質(zhì)、微生物)是影響其在土壤中環(huán)境行為的關(guān)鍵。敵草隆與土壤生物、土壤顆粒及植物相互作用，通過揮發(fā)、淋溶、光化學(xué)降解、生物降解等途徑在土壤環(huán)境中進(jìn)行遷移和轉(zhuǎn)化，如圖1所示。

圖1 敵草隆在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化

2.1 揮發(fā)

揮發(fā)是農(nóng)藥在土壤環(huán)境中遷移的重要途徑。農(nóng)藥的揮發(fā)程度直接影響其在土壤環(huán)境中的再分配。研究表明，敵草隆在土壤及沉積物中持久性較長(zhǎng)，揮發(fā)過程對(duì)敵草隆損失率較低。Guzzella等[42]通過模擬理論剖面形狀計(jì)算敵草隆在土壤表面的揮發(fā)，結(jié)果顯示敵草隆總揮發(fā)量?jī)H為2.63×10-5μg/m2。即使敵草隆揮發(fā)性不顯著，但在高濃度使用及連續(xù)用藥情況下也會(huì)產(chǎn)生敵草隆濃度的累積，進(jìn)而漂移污染與雜草防治無關(guān)的區(qū)域，傷害非靶標(biāo)生物[43]。

空氣流速、環(huán)境溫度及土壤特性是影響敵草隆揮發(fā)的主要因素。高溫利于雜草對(duì)除草劑的吸收，但氣溫過高，噴施的敵草隆霧滴迅速蒸發(fā)，降低了農(nóng)藥利用率。研究表明，敵草隆于桑園中施用的最佳時(shí)期為：高溫季節(jié)、晴而無風(fēng)的上午11時(shí)前或下午4時(shí)后，低溫季節(jié)上午10時(shí)到下午3時(shí)之間[44]。此外，土壤濕度增強(qiáng)了農(nóng)藥黏著性，在一定程度上減少農(nóng)藥的揮發(fā)損失。如徐小燕等[45]提出當(dāng)敵草隆用于處理土壤時(shí)，其在濕潤(rùn)的土壤中藥效較好。

2.2 淋溶

敵草隆在一定條件下可直接溶于水和被吸附于土壤固體細(xì)粒表面被雨水或灌概水從土壤中淋溶流失[[46-47]。影響敵草隆在土壤中淋溶流失的因素較多，如氣候、水文、土壤理化性質(zhì)、作物類型、耕作方式等[48]。邢澤炳等[18]發(fā)現(xiàn)土壤中添加1%的檸條生物炭可以對(duì)土壤中的敵草隆產(chǎn)生顯著吸附效果，從而降低農(nóng)藥殘留的淋溶液濃度。Guzzella等[42]利用淋溶模型(PELMO)驗(yàn)證敵草隆在土壤和水中的流動(dòng)性，發(fā)現(xiàn)敵草隆僅在土壤表層(0~10 cm)檢出，而土壤孔隙水中，在20和40 cm處檢出。溶解在土壤中的敵草隆隨水發(fā)生垂直向下滲漏運(yùn)動(dòng)，隨間隙水滲濾進(jìn)入地下水并對(duì)環(huán)境水體造成污染[49]，在很多國(guó)家和地區(qū)的地下水[50]、湖泊[51]、河流[52]、海水[53]中等都檢測(cè)到了敵草隆的殘留。

2.3 植物吸收

在土壤-植物體系中，敵草隆可通過植物根系或莖葉向植物遷移。大量研究表明，敵草隆在油麥菜[54]、水稻秸稈[49]、甘蔗[55]、棉花[56]等農(nóng)作物中均可檢測(cè)到。敵草隆在不同植物、器官中的遷移行為會(huì)有顯著差異。靳聰聰[57]研究了4種植物對(duì)敵草隆的富集能力，結(jié)果表明美人蕉、再力花和燈心草根部敵草隆濃度顯著高于地上部分(P＜0.05)，而香蒲根部濃度稍高于地上部分。從安全方面考慮，植物對(duì)敵草隆的富集會(huì)造成肉制品含有敵草隆。基于此，出口肉及肉制品中敵草隆殘留量檢驗(yàn)是俄羅斯等進(jìn)口國(guó)要求的必檢項(xiàng)目[58]。

2.4 土壤動(dòng)物吸收

土壤中的動(dòng)物種類多、分布廣、數(shù)量大，并且與施于農(nóng)田中的農(nóng)藥接觸密切。農(nóng)藥的廣泛使用影響土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)?；诖?，土壤中的動(dòng)物可以作為土壤污染敏感指示生物，用于評(píng)價(jià)土壤污染的程度。劉貝貝等[59]對(duì)不同功能區(qū)(植食性、食細(xì)菌性、食真菌性、雜食/肉食性)土壤線蟲的結(jié)構(gòu)指數(shù)和富集指數(shù)對(duì)比分析，得出不同功能區(qū)的受污染程度。蔣新等[60]用彈尾目跳蟲(Folsomia candida)跟蹤指示3,4-二氯苯胺在進(jìn)一步降解過程中的毒性，并表明3,4-二氯苯胺生態(tài)毒性明顯高于母體化合物敵草隆。目前，土壤螨類與土壤環(huán)境的相互作用逐漸受到國(guó)內(nèi)外學(xué)者的高度關(guān)注。由于土壤動(dòng)物具有富集作用，部分有效性農(nóng)藥進(jìn)入動(dòng)物體內(nèi)，降低了土壤環(huán)境污染物的濃度，起到“過濾”和“凈化”作用。尤其蚯蚓對(duì)農(nóng)藥的吸收多有報(bào)道。但土壤動(dòng)物對(duì)敵草隆的吸收，至今國(guó)內(nèi)外研究還較少，有待進(jìn)一步探究。

3 敵草隆在土壤中的降解

3.1 敵草隆在土壤中的降解途徑

通常敵草隆在表層土壤中以光解、水解為主；深層土壤中敵草隆以微生物降解為主。現(xiàn)也常用人為技術(shù)降解土壤中的敵草隆，如吸附法、電化學(xué)法、光催化法、紫外光氧化法等[1]。敵草隆降解受多因素影響，初始除草劑濃度、環(huán)境條件、微生物種類、降解途徑等。

3.1.1 敵草隆的水解

在25℃條件下敵草隆自然水解速率非常緩慢，其在水溶液中的非生物降解是一個(gè)不可逆的反應(yīng)，所產(chǎn)生的3,4-二氯苯胺是唯一含有苯環(huán)的水解產(chǎn)物[61]。此外，OH-、H+和磷酸鹽緩沖液是該反應(yīng)的有效催化劑。許多研究者發(fā)現(xiàn)，溶于水相的土壤中有機(jī)物和無機(jī)物可以催化敵草隆的化學(xué)降解[62]。早期研究表明，脲類化合物分解機(jī)制涉及形成異氰酸或異氰酸酯，隨后水解成胺和二氧化碳[62-63](反應(yīng)途徑如圖2)。

圖2 敵草隆化學(xué)降解的反應(yīng)途徑[4]

3.1.2 光解

敵草隆進(jìn)入環(huán)境后，無論是殘留在植物體表面還是進(jìn)入大氣、水、土壤中，在一定程度上都會(huì)受到太陽光的輻射而發(fā)生光解。敵草隆進(jìn)行光解時(shí)發(fā)生苯的開環(huán)反應(yīng)、烷基的氧化反應(yīng)，同時(shí)導(dǎo)致C－C、C－H、C－O、C－N等化學(xué)鍵受光能作用而發(fā)生斷裂。敵草隆在自然光照下比較穩(wěn)定，但受土壤環(huán)境中光敏劑及土壤pH等因素的影響，其在土壤中的光解速率加快。研究表明，在含有光敏劑(TiO2、Fe2+)的土壤中，光照可以在150 min內(nèi)實(shí)現(xiàn)對(duì)敵草隆100%的分解[64]。陽海等[65]利用氙燈/TiO2系統(tǒng)對(duì)敵草隆進(jìn)行光催化降解，結(jié)果表明敵草隆的光催化降解符合假一級(jí)動(dòng)力學(xué)，中性土壤環(huán)境條件更有利于敵草隆的光催化降解，并隨著溫度的升高敵草隆光催化降解速率增大。此外，敵草隆的光解速率還受到與其他共存農(nóng)藥的影響。如溴谷隆、滅草隆和綠谷隆等農(nóng)藥的存在對(duì)敵草隆的光解有延緩作用[66]。實(shí)際土壤體系較為復(fù)雜，影響敵草隆在土壤中光解的因素較多，如敵草隆的理化性質(zhì)、施用濃度、土壤類型、土壤含水量、光源等。

3.1.3 生物降解

微生物降解是敵草隆在土壤環(huán)境中降解的主要途徑。一般情況下，敵草隆主要通過共代謝和礦化作用進(jìn)行生物降解。當(dāng)前已從土壤中篩選并鑒定出大量降解敵草隆的菌群(表1)。好氧細(xì)菌、真菌、放線菌等微生物的代謝是敵草隆轉(zhuǎn)化的主要形式[67]。溫度、pH、離子酶活性等因素影響敵草隆生物降解。Wang等[68]從甘蔗根中分離的間型脈孢菌(Neurospora intermedia) DP8-1在pH=7.2，32.6 ℃ 3 d內(nèi)可使敵草隆降解率高達(dá)99%。岳麗曉等[5]從土壤中分離出木糖氧化無色桿菌(Achromobacter xylosoxidans) LX-C-06，在單因素試驗(yàn)中菌株于溫度為30 ℃和pH=7.0時(shí)降解效果最佳。此外，在土壤中，混合微生物種群聯(lián)合作用提高了敵草隆降解效率。

表1 敵草隆及3,4-二氯苯胺的部分降解菌

目前，國(guó)內(nèi)外對(duì)敵草隆細(xì)菌、真菌降解途徑報(bào)道較多，而放線菌降解敵草隆途徑鮮有報(bào)道。在土壤中，混合微生物種群聯(lián)合作用提高了敵草隆降解效率。細(xì)菌和真菌降解敵草隆為3,4-二氯苯胺的途徑大同小異，主要區(qū)別是真菌降解DCMU過程中產(chǎn)生一個(gè)中間產(chǎn)物DCPMDU (圖3，步驟19-20)[83]。 降解菌群不同，降解途徑也不同。細(xì)菌可直接斷脲橋降解敵草隆形成3,4-二氯苯胺，也可通過一步或兩步脫甲基后脲橋斷裂生成3,4-二氯苯胺，如Mycobacterium brisbanenseJK1和Pseudomonassp.Bk8[85]直接斷脲橋降解敵草隆形成3,4-二氯苯胺，而Micrococcussp.PS-1先脫一個(gè)甲基生成DCMU 后，才被降解成3,4-二氯苯胺(圖3，步驟1、4)[81]，細(xì)菌Sphingomonassp.SRS2需要先將敵草隆脫甲基生成DCMU，DCMU再次脫甲基生成DCU，DCU斷脲橋才能生成3,4-二氯苯胺(圖3，步驟1-3)[86]。不同的微生物降解3,4-二氯苯胺的途徑和產(chǎn)物也不相同，如Bacillus licheniformisSDS12、Achromobacter xylosoxidans LX-C-06降解敵草隆直接水解酯鍵生成3,4-二氯苯胺，進(jìn)一步經(jīng)脫氨基、羥基化作用生成1,2-DCB、4,5-DCC；4,5-DCC在2個(gè)羥基之間開環(huán)生成3-C4OHDA(圖3，步驟5-9)，3-C4OHDA可進(jìn)一步通過2-氯琥珀酸脫氯轉(zhuǎn)化為琥珀酸被生物體所利用[5,86]。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2經(jīng)脫氯降解3,4-二氯苯胺得到產(chǎn)物4-氯苯胺，4-氯苯胺再次脫氯得到苯胺，苯胺進(jìn)一步被催化為鄰苯二酚，鄰苯二酚進(jìn)一步開環(huán)轉(zhuǎn)化(圖3，步驟10-13)。菌株Acinetobacter baylyiGFJ2也可將4-氯苯胺氧化脫氨基生成4-氯鄰苯二酚進(jìn)而被降解[87](圖3，步驟14-15)。同時(shí)，有研究發(fā)現(xiàn)Pseudomonas fluorescens26-K也能將3,4-二氯苯胺降解為3-氯-4-羥基苯胺、N-(3,4-二氯苯基)乙酰胺和雙(3,4-二氯苯基)二氮烯-1-氧化物(圖3，步驟18)。

圖3 細(xì)菌、真菌降解敵草隆途徑[88]

4 總結(jié)與展望

⑴ 土壤對(duì)敵草隆的吸附能力隨著土壤有機(jī)質(zhì)和土壤黏粒的增加、粒徑的減小而增強(qiáng)。敵草隆在自然土壤中的吸附量受到多個(gè)環(huán)境因素的影響，在今后的研究過程中，可建立多因素吸附模型，進(jìn)一步探究多因素對(duì)土壤吸附敵草隆的綜合影響。

⑵ 微生物菌群是敵草隆的主要降解方式。高效降解功能菌的篩選仍是敵草隆降解研究熱點(diǎn)。未來可通過微生物混合液培養(yǎng)、微生物降解條件的優(yōu)化、基因等技術(shù)提高微生物的降解能力和種群數(shù)量，實(shí)現(xiàn)對(duì)敵草隆的快速降解。此外，真菌與細(xì)菌降解敵草隆與3,4-二氯苯胺途徑較為成熟，但放線菌降解敵草隆有關(guān)研究方向較少，有必要加強(qiáng)探尋放線菌降解敵草隆機(jī)制。探明放線菌與土壤、敵草隆之間的相互關(guān)系，以期豐富降解敵草隆菌群。

⑶ 敵草隆的廣泛使用，可能使植物、動(dòng)物富集濃度過高，直接影響到人類的食物安全，從而危害人類健康。針對(duì)敵草隆的遷移轉(zhuǎn)化，后期應(yīng)建立土壤監(jiān)控機(jī)制，并從多方位加強(qiáng)土壤安全性評(píng)估，為敵草隆的安全使用提供依據(jù)和參考。