噻蟲嗪在農田土壤中環境行為的研究進展①

劉 娟，張乃明

噻蟲嗪在農田土壤中環境行為的研究進展①

劉 娟1,3，張乃明2,3*

(1云南農業大學植物保護學院，昆明 650201；2 云南農業大學資源與環境學院，昆明 650201；3 云南省土壤培肥與污染修復工程實驗室，昆明 650201)

噻蟲嗪是當前全球銷售量最大的新煙堿類農藥之一。隨著噻蟲嗪在農業生產中的廣泛使用，噻蟲嗪在土壤環境中的遷移轉化和歸宿問題開始成為研究熱點。本文總結了噻蟲嗪在農田土壤中的殘留、降解、吸附以及遷移與淋溶等環境行為及主要影響因素，系統綜述了噻蟲嗪對土壤微生物以及土壤動物(蚯蚓、螞蟻等)的影響，并針對噻蟲嗪在農田土壤中環境行為相關研究存在的不足提出了未來研究應該關注的重點和方向，以期為噻蟲嗪的科學安全使用以及保障農田土壤生態系統健康提供科學依據。

噻蟲嗪；生物毒性；農田土壤；殘留；環境行為

土壤生態系統是自然生態環境的一個重要組成部分，同時也是農藥等污染物最終的歸宿地。當農藥施于土壤或植物表面時，大約只有5% 的活性成分可以被作物的各部位所吸收，其余大部分通過噴霧漂移、雨水沖刷植物表面等方式進入土壤環境。土壤中累積的農藥一部分被土壤吸附，另一部分則是通過地表徑流或淋溶等方式進入水環境，從而引起地表水體甚至地下水體的污染。農藥在土壤中的環境行為是一個復雜的過程，而農藥又是農業生產必不可少的生產資料之一，因此研究農藥的環境行為非常重要。

噻蟲嗪(thiamethoxam)，化學名稱：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，是由諾華公司研發的第二代新煙堿類農藥。在競爭激烈的農藥市場上，噻蟲嗪顯示出極大的優勢，2000年以噻蟲嗪為有效成分的第一個商品制劑25% 阿克泰水分散粒劑在我國取得臨時登記，用于防治水稻飛虱和[1]。2016年，噻蟲嗪折百用量4 694 t，全球銷售額達11.97億美元，占到新煙堿類殺蟲劑市場容量的39.90%，是當前世界銷售量最大的新煙堿類農藥之一。噻蟲嗪正辛醇/水分配系數低(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劑，噻蟲嗪能夠通過與昆蟲煙堿型乙酰膽堿受體結合，導致生物死亡。噻蟲嗪具有胃毒、觸殺及內吸活性，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、蘋果、梨等多種經濟作物及蔬菜，可有效防治煙蚜、白背飛虱、甘蔗薊馬、遲眼蕈蚊、煙粉虱、韭蛆、荻草谷網蚜以及黃蚜等害蟲[3-4]。噻蟲嗪因具有殺蟲活性高、殺蟲譜廣、與環境相容性好等特點且與第一代煙堿類殺蟲劑無交互抗性，是替代那些存在殘留和環境問題、對哺乳動物高毒的有機磷、有機氯以及氨基甲酸酯類殺蟲劑的最佳品種。隨著噻蟲嗪的使用越來越廣泛，用量越來越大，噻蟲嗪的環境安全問題以及對土壤非靶標生物的毒害效應開始引起人們的關注，已有因長期大量使用噻蟲嗪導致在土壤-桑葉中噻蟲嗪累積進而嚴重影響家蠶生長發育的報道[5]。噻蟲嗪在土壤中的殘留、降解、吸附和遷移是評價噻蟲嗪對非靶標生物毒害和環境安全問題的一個重要環節。本文綜述了噻蟲嗪在土壤中的殘留、降解、吸附以及遷移等環境行為，以及噻蟲嗪對土壤非靶標生物的影響，并就噻蟲嗪未來的研究重點和方向提出了建議。

1 噻蟲嗪在土壤中的行為

1.1 噻蟲嗪的殘留及檢測方法

在農業生產中，噻蟲嗪主要用于葉面噴霧、種子處理以及土壤灌根處理，而噻蟲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境介質中。在目前的研究中，噻蟲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，關于水體環境中噻蟲嗪的殘留目前國內沒有報道。表1歸納了近年來噻蟲嗪在種植不同作物農業土壤中的殘留量以及在土壤中的半衰期，由表1可知，種植不同作物農業土壤中噻蟲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出噻蟲嗪，且最高含量達2.78 mg/kg[6]。同時，通過研究發現，噻蟲嗪可能在土壤中長時間積蓄(從幾天到幾個月不等)，JMPR[7]發現在土壤中高劑量施用噻蟲嗪2次以后，即使采收間隔期高達177 ~ 231 d，土壤樣品中檢出的噻蟲嗪殘留量仍然較高[8]，這說明噻蟲嗪可以在土壤中隨時間而累積，從而增加對非靶標生物的毒害及對環境的污染。同時，進入土壤環境中的農藥，也可以通過食物鏈而發生生物富集作用，而噻蟲嗪對土壤生物的生態效應，大多與它們在生物體內的累積和轉運有關[9-10]。農藥進入土壤環境以后，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移，最后累積于動物或人體內，影響動物生長發育或人體健康。

表1 噻蟲嗪在農田土壤中殘留量及半衰期

農藥殘留分析是痕量或微量分析，因此它對方法的準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，但不能用于檢測氣化溫度很高或熱不穩定性的化合物。氣相色譜串聯質譜法(GC-MS)既可定性又可定量，但不適用于熱不穩定性太強或極性高的農藥。噻蟲嗪因為揮發性低且極性高的特點，因此不適合采用GC或GC-MS進行測定。液相色譜法(LC)主要用于測定熱穩定性較差、沸點較高且分子量較大的有機化合物，而高效液相色譜法(HPLC)則是在經典液相色譜法基礎上引入氣相色譜理論發展起來的方法，HPLC既可定性又可定量，且具有分離速度快、選擇型好、檢測靈敏度高和結果可靠等特點，是目前土壤中噻蟲嗪殘留檢測主要用到的方法。HPLC在振蕩和微波等條件下，采用強極性的丙酮、乙腈、甲醇等溶劑提取，固相萃取(SPE)、液液萃取、基質固相分散萃取等凈化，高效液相色譜測定[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%，變異系數為0.14% ~ 8.60%。圖1中歸納了近年來我國在噻蟲嗪土壤殘留檢測中常用到的方法，噻蟲嗪在土壤中殘留的檢測主要還是依靠高效液相色譜法、超高效液相色譜串聯質譜法以及高效液相色譜串聯紫外檢測法等，這是由噻蟲嗪本身的特性所決定的[6,8,17,19,23,27-29]。

圖1 噻蟲嗪在土壤中的檢測方法分析

1.2 噻蟲嗪在土壤中的降解

噻蟲嗪在土壤環境中可以通過多種方式進行降解，包括光解、水解、微生物降解等。光解只可能發生在土壤表層(即表層1 ~ 5 mm)暴露于陽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境介質(pH、溫度、有機溶劑、不同水體等)，而噻蟲嗪在土壤中的光解行為通?？梢院雎圆挥媅30]。水解是許多農藥在環境中降解的重要途徑，噻蟲嗪的水解機理為堿性水解，即氫氧根離子(OH–)作為親核試劑進攻與–NO2基團鄰近的親電基團 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噻蟲嗪的水解產生影響[32]。而微生物降解是噻蟲嗪在土壤中遷移轉化的主要方式。具有降解噻蟲嗪殺蟲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、有機物含量以及土壤水中的有機碳濃度等。而目前關于噻蟲嗪在土壤中的降解途徑的研究還很少[30]。

噻蟲嗪在土壤中的半衰期一直以來都是一個備受爭議的問題。噻蟲嗪在我國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嗪的半衰期相對較長，而在黑土、棕壤和淡灰鈣土中其半衰期相對較短。不同土壤間差異大，主要是由于土壤理化性質不同，噻蟲嗪遷移轉化過程不同，從而導致在土壤中的半衰期的差異[36]。從作物類型來看，種植的作物類型不同，噻蟲嗪在土壤中的半衰期差異也很大。通過研究噻蟲嗪在種植茶葉、西紅柿、甘蔗、小麥、辣椒等作物的土壤中的降解半衰期發現，噻蟲嗪在土壤中半衰期從幾天到幾個月不等[6,8,16,18,20,37]。從施藥方式來看，種子處理、葉面噴霧和土壤灌根處理都是噻蟲嗪常用到的施藥方式，一般說來，采用灌根處理和種子處理的殘留量和持續期要高于葉面噴霧。Schaafsma等[38]的研究發現，噻蟲嗪作為種衣劑施用后在土壤中的半衰期高達0.5 ~ 0.7年之久。從試驗環境來看，噻蟲嗪在實驗室條件下降解緩慢，而在野外降解速度更快。Goulson[39]研究得出，在實驗室條件下噻蟲嗪土壤降解的DT50值為34 ~ 353 d，在田間DT50值的范圍為7 ~ 109 d。JMPR[7]發現噻蟲嗪在需氧條件下半衰期為80 ~ 300 d。

圖2 噻蟲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(土壤溫度及濕度、有機質含量、土壤含水率)以及農藥初始含量等[49-41]。有研究表明，在非滅菌的土壤環境中，噻蟲嗪的降解半衰期為16.6 d，相反，在滅菌的土壤環境中，由于沒有微生物發揮作用，農藥降解慢，這說明微生物在噻蟲嗪的降解過程中發揮了決定性作用。目前研究發現，可以降解噻蟲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影響微生物活性間接地影響土壤環境中噻蟲嗪的降解速度。土壤溫度的升高可以提高土壤微生物的活性，增強土壤中酶的活性，從而加快土壤中噻蟲嗪的降解，同時，土壤溫度的升高還有利于微生物對有機質的利用，提高土壤微生物的活性，間接加快土壤中噻蟲嗪的降解。適宜的濕度對土壤中噻蟲嗪的降解也有顯著影響。一般說來，當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濕度)時，土壤中微生物活性最高，噻蟲嗪的降解速率最快，而土壤濕度過低或過高都會導致土壤中微生物活性的減弱，噻蟲嗪降解減弱。在淹水狀態下，需氧微生物基本沒有活性，噻蟲嗪在土壤中的降解速率最慢。農藥初始含量的增加會導致噻蟲嗪在土壤中的降解速度減慢，宋超[27]的研究發現，當噻蟲嗪添加量為1、2、10 mg/kg時，噻蟲嗪在土壤中的半衰期分別為 19.2、41.3、76.1 d。

1.3 噻蟲嗪在土壤中的吸附

農藥吸附作用是指農藥被吸附保持在土壤中的過程，是反映農藥在土壤中移動性的一個重要參數，也是評價農藥環境行為的一個重要指標[42-43]。一般而言，土壤對農藥吸附能力越強，農藥在土壤環境中的移動擴散能力越弱，農藥對周邊環境造成的危害越小。農藥在土壤中的吸附-解吸行為還會影響其他一些決定農藥最終歸宿的過程，比如植物吸收、降解、遷移和淋溶等。關于農藥在土壤中吸附行為的分析模型多種多樣，噻蟲嗪在土壤中的吸附等溫線常用Langumir 模型、Linear 模型以及Freundlich 模型來表示，而噻蟲嗪在土壤中的吸附行為可以用偽二級動力學方程、顆粒擴散方程以及Elovich 方程來描述[44]。

噻蟲嗪在土壤中的吸附特性可以使用吸附自由能(Δ)的變化來反映，根據噻蟲嗪在土壤環境中吸附自由能的變化，可以判斷土壤吸附機制的類型。一般而言，當Δ≥40 kJ/mol 時為化學吸附，相反，Δ＜40 kJ/mol時為物理吸附[44]。已有的研究發現，就噻蟲嗪本身性質而言，噻蟲嗪是一種水溶性很好的農藥，水溶性越大，土壤對農藥的吸附能力就越弱[45]。除了噻蟲嗪本身的性質，土壤理化性質(土壤pH、含水率、溫度、有機質含量以及微生物含量等)對噻蟲嗪在土壤中的吸附影響也十分顯著。張鵬等[46]通過分析土壤理化性質(pH、有機質含量、黏粒含量以及陽離子交換量)與吸附常數的相關性發現，理化性質與吸附常數的相關系數分別為0.797 6、0.932 0、0.976 9和0.365 0，黏粒含量對噻蟲嗪的吸附作用是最主要的。同時有研究發現，噻蟲嗪在酸性及中性(pH≤7)條件下較穩定，而在堿性 (pH >7) 條件下容易水解。陽離子交換量對噻蟲嗪在土壤中吸附行為影響較小，主要是因為噻蟲嗪屬于分子型農藥，噻蟲嗪的分子結構在溶液中不易形成離子狀態。

1.4 噻蟲嗪在土壤中的遷移及淋溶

當農藥施于土壤或植物表面時，一部分被土壤吸附，一部分會通過地表徑流、淋溶等方式遷移到水環境中，從而引起地表徑流或地下水的污染。農藥在土壤環境中的遷移及淋溶是水體重要的污染來源之一。農藥淋溶作用是指農藥在土壤中隨水垂直向下移動的現象，是評價農藥對地下水污染影響的一個重要指標[47]。表2歸納了近年來不同地區水環境中噻蟲嗪的平均濃度，由表2可知，在北美及澳大利亞等國家的水環境中不同程度地檢測出了噻蟲嗪的殘留，其平均濃度范圍為0.004 ~ 225 μg/L，而在我國地表及地下水中還沒有檢測到噻蟲嗪的數據，且目前已知的政策法規中也沒有制定水環境中噻蟲嗪的最大殘留限量標準。

表2 不同地區的水環境中噻蟲嗪的平均濃度

噻蟲嗪在土壤中的移動性可以通過土壤薄層層析法和土柱淋溶法測定[56]。根據不同的試驗方法，可以將噻蟲嗪在土壤中的遷移性劃分為以下幾個等級，具體等級劃分如表3和表4所示。噻蟲嗪在土壤中的遷移及淋溶主要受到土壤理化性質(土壤類型、土壤質地等)、降雨條件、農藥加工劑型等因素的影響，而目前國內外關于噻蟲嗪在土壤中遷移機理研究文獻不多。段亞玲等[57]通過土壤薄層層析法測定噻蟲嗪在不同類型土壤中的遷移能力發現，噻蟲嗪在水稻土、紅壤、黑土及石灰土中屬于中等移動，而在黃壤中屬于不易移動。張鵬等[46]通過土壤薄層層析法測定噻蟲嗪在不同質地土壤中的移動性，發現噻蟲嗪在土壤中的移動性大小為砂姜黑土<粉砂壤土<砂土，3種不同質地土壤屬于中等移動至可移動等級；同時，通過土柱淋溶法發現，加工劑型也對噻蟲嗪在土壤中的淋溶量影響顯著，4種不同劑型噻蟲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嗪在土壤中的淋溶，已有研究表明，在強降雨條件下，噻蟲嗪有可能發生浸出。

表3 噻蟲嗪在土壤中的移動性等級劃分(土壤薄層層析法)

注：R代表噻蟲嗪在薄板上的比移值。

表4 噻蟲嗪在土壤中的淋溶性等級劃分(土柱淋溶法)

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

2 噻蟲嗪對土壤非靶標生物的影響

2.1 噻蟲嗪對土壤微生物的影響

噻蟲嗪作為一種煙堿型乙酰膽堿受體激動劑，它能夠通過與昆蟲煙堿型乙酰膽堿受體結合，使害蟲異常興奮，全身疼攣麻痹而死。噻蟲嗪具有內吸、觸殺和胃毒作用，主要用于雙翅目、鱗翅目及鞘翅目害蟲的防治，尤其對同翅目刺吸式害蟲具有高活性，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、荻草谷網蚜以及黃蚜等昆蟲[3-4]。其既可用于莖葉處理，也可用于土壤、種子處理。由于噻蟲嗪的廣泛應用，土壤非靶標生物長期暴露于土壤污染物中，會對非靶標生物的生長和發育造成一定的影響。

土壤微生物是土壤生態系統具有生命力的主要成分，殺蟲劑對微生物的影響主要表現為微生物數量減少、微生物群落數量和質量下降和微生物活性改變等。不同的殺蟲劑對土壤微生物產生的影響是不一致的，殺蟲劑對土壤中微生物群落的影響受生境及土壤結構、質地、pH、有機和無機成分、濕度和溫度等多種因素的影響。而噻蟲嗪對微生物的影響主要通過影響土壤的理化性質，尤其是土壤的生物性質，從而影響土壤微生物群落的數量和代謝活性。農業生產過程中散落到土壤中的噻蟲嗪可以導致土壤微生物數量的減少，Marioara等[58]的研究就發現，經噻蟲嗪處理的樣品氨化細菌、硝化細菌和反硝化細菌顯著降低，其中，硝化細菌數量下降高達58.10%。噻蟲嗪對土壤代謝過程具有抑制作用，可導致過氧化氫酶、脲酶、脫氫酶和磷酸酶的酶活性顯著降低。噻蟲嗪及其光解產物還可以對土壤微生物呼吸作用產生一定的影響，通過不同含量噻蟲嗪對土壤微生物呼吸作用的試驗表明，噻蟲嗪含量越高對土壤微生物呼吸強度抑制作用越明顯，低含量的噻蟲嗪抑制作用不顯著。

2.2 噻蟲嗪對土壤動物的影響

土壤動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構，它在促進土壤養分循環方面同樣起著重要作用。噻蟲嗪對土壤動物的影響主要集中在對大型土壤動物(蚯蚓、螞蟻等)的急性、亞急性毒性上。蚯蚓是土壤中常見的無脊椎動物，蚯蚓在土壤中移動性很強，且對多種污染物敏感，利用蚯蚓指示土壤污染狀況，已經成為土壤污染生態毒理診斷的一個重要指標。噻蟲嗪對非靶標生物(蚯蚓)表現出一定程度的毒性。張鵬等[59]通過人工土壤法，使用噻蟲嗪對蚯蚓進行染毒，發現在噻蟲嗪的含量范圍內，蚯蚓身體在7 d時輕微發暗，14 d時正常。王彥華等[60]通過濾紙法和人工土壤法研究了噻蟲嗪對蚯蚓的急性毒性，通過濾紙法發現噻蟲嗪對蚯蚓的LC50值在24 h和48 h均大于62.91 μg/cm2，通過人工土壤法發現噻蟲嗪對蚯蚓的LC50值在7 d和14 d均大于1 200 mg/kg，表現為低毒。吳若函等[61]發現噻蟲嗪對赤子愛勝蚓 14 d的 LC50值>100.00 mg/kg，表現為低毒。螞蟻也是常見的大型土壤動物，螞蟻可以通過取食植物與蜜或暴露于殘留有噻蟲嗪的土壤環境中接觸農藥。張松等[62]通過研究亞致死劑量的噻蟲嗪對日本弓背蟻一些社會行為的影響時發現，亞致死劑量噻蟲嗪可以直接影響日本弓背蟻的覓食和親系識別能力，而且通過個體間的信息交流，農藥對社會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展。

2.3 噻蟲嗪對植物的影響

隨著噻蟲嗪在蔬菜、瓜果、茶葉和糧食作物上的廣泛應用，噻蟲嗪對生物和環境的毒性受到關注。一般而言，噻蟲嗪在推薦劑量下使用對作物安全、無藥害，而過量施用可能導致噻蟲嗪在作物上的殘留。目前已經有不少學者對噻蟲嗪在作物上殘留情況進行研究，其研究主要集中在噻蟲嗪在糧食作物(水稻、小麥和玉米)、經濟作物(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]通過研究噻蟲嗪在甘蔗中的殘留及消解動態發現，噻蟲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嗪的最終殘留量低于定量限(LOQ) (0.05 mg/kg)。王博等[18]通過研究噻蟲嗪在大蔥中的消解動態及最終殘留量發現，收獲期大蔥植株中噻蟲嗪及其代謝產物的殘留量為0.015 ~ 0.117 mg/kg。吳緒金等[19]通過研究噻蟲嗪在小麥中的消解動態和最終殘留發現，噻蟲嗪在小麥籽粒中最終殘留量均為≤0.038 mg/kg，按75 g/hm2施藥不會對人群產生不可接受的風險?，F有的數據表明，噻蟲嗪可在植物及果實上殘留，對人體健康產生潛在的危害。

隨著生活水平的提高，人們對農藥殘留問題越來越重視，農藥使用過程中及使用后，對農產品質量安全和環境健康均有可能帶來潛在威脅[41]。許多國家制定了噻蟲嗪的最大殘留限量，巴西規定噻蟲嗪在棉花作物中最大殘留限量(MRL)為0.06 mg/kg；歐盟規定噻蟲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；加拿大衛生部有害生物管理局(PMRA)擬定了噻蟲嗪在馬鈴薯中MRL值為0.03 mg/kg；美國規定噻蟲嗪在糧食和蔬菜中MRL值為0.02 ~ 4.5 mg/kg。2011年，我國衛生部和農業部聯合發布的GB26130—2010《食品中百草枯等54種農藥最大殘留限量》[63]中規定噻蟲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。根據噻蟲嗪的MRL值，制定噻蟲嗪的安全間隔期，對于保障噻蟲嗪的安全使用以及維護消費者健康及環境安全具有重要意義。

3 問題與展望

3.1 存在問題

噻蟲嗪作為第二代煙堿類殺蟲劑中的第一個品種，由于對非靶標生物安全性高并且對環境相對友好，擁有廣闊的市場前景。由于噻蟲嗪的大量廣泛使用，噻蟲嗪對土壤生物的毒性、環境行為及生態風險受到越來越多的關注。目前國內外關于噻蟲嗪農藥環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)噻蟲嗪被認為是低毒的農藥，因此噻蟲嗪對非靶標生物產生的負面影響還沒有引起足夠的重視。目前噻蟲嗪對土壤非靶標生物的研究主要集中在急性和亞慢性毒性研究上，其作用機理均未展開深入的研究。同時，目前我國關于噻蟲嗪對非靶標生物的生態風險評價還很薄弱。

2)進入土壤環境中的農藥，可以通過食物鏈而發生生物富集作用，目前國內關于土壤非靶標生物對噻蟲嗪生物富集效應的研究還很少。

3)噻蟲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條件，導致噻蟲嗪在土壤中的半衰期都會存在很大差異，噻蟲嗪在土壤中的半衰期問題很難評價。同時，土壤微生物在噻蟲嗪的降解過程中起到了決定性的作用，但是，噻蟲嗪微生物降解方面的研究還不足。

4)噻蟲嗪淋溶性強，土壤降解慢，可在土壤中持久地殘留，對地表和地下水造成潛在的風險。對于地表水而言，在我國地表水體中還沒有噻蟲嗪存在的監測數據，對于地下水而言，噻蟲嗪在土壤中遷移淋溶的機理還不清楚。同時，噻蟲嗪與其他農用化學品的混合污染造成的毒性研究也不夠深入。

3.2 展望

針對未來噻蟲嗪還將在農業生產中大量使用的實際，必須居安思危，盡早開展噻蟲嗪環境行為及潛在風險的研究與修復技術儲備，近期的研究重點建議關注以下4方面：

1)使用新的研究方法與技術，深入展開噻蟲嗪對蚯蚓、螞蟻等非靶標生物的作用機理研究，評估噻蟲嗪對非靶標生物構成的潛在危害，評價農業土壤對非靶標生物的危害，促進噻蟲嗪對非靶標生物的生態風險評價。

2)鑒于噻蟲嗪是否存生物富集效應尚不明確的實際，建議深入開展土壤到作物的遷移轉運規律及生物富集效應的研究，以減少噻蟲嗪通過食物鏈危害人體健康。

3)針對噻蟲嗪在農田土壤中環境行為相關研究存在的不足，加強噻蟲嗪在土壤環境中的降解途徑(微生物降解)的降解機制、降解速率的研究以及噻蟲嗪在土壤環境中遷移與淋溶機制的研究，同時還應加強土壤和水環境中噻蟲嗪殘留的安全閾值和風險評價研究。

4)為了減輕噻蟲嗪在土壤中殘留給水環境和敏感生物帶來的危害，加強對噻蟲嗪污染土壤的修復與安全利用技術研究，比如將納米材料應用于污染土壤，探索其修復效率、土壤環境中的作用效果和修復過程中的作用機理，以及利用微生物來降解環境中的農藥，加強對噻蟲嗪具有強降解能力菌株的分離、鑒定及其降解機理研究等。

[1] 中華人民共和國農業部農藥檢定所. 農藥登記公告匯編: 2001 [M]. 北京: 中國農業大學出版社, 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. 昆蟲病原線蟲和噻蟲嗪混用對韭蛆的殺蟲效果及其體內保護酶和解毒酶活性的影響[J]. 昆蟲學報, 2018, 61(7): 851–859.

[4] 劉佰明, 焦曉國, 楊鑫, 等. 噻蟲嗪對B型煙粉虱抗性種群取食行為的影響[J]. 植物保護學報, 2016, 43(1): 175– 176.

[5] 崔新倩, 張騫, 姜輝, 等. 新煙堿類殺蟲劑對家蠶的急性毒性評價與中毒癥狀觀察[J]. 蠶業科學, 2012，38(2): 288–291.

[6] 蔣夢云, 鞏文雯, 劉慶菊, 等. 噻蟲嗪及其代謝產物在盆栽辣椒和土壤中的殘留動態和膳食風險評估[J]. 農藥, 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. 噻蟲嗪在甘蔗和土壤中的殘留行為及風險評估[J]. 南方農業學報, 2018, 49(11): 2282–2291.

[9] 武小凈, 李德成, 胡鋒, 等. 我國主產煙區煙田土壤有機農藥殘留狀況研究[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氯農藥殘留特征及安全評價[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測定茶葉與土壤中噻蟲嗪、蟲螨腈及高效氯氟氰菊酯殘留[J]. 分析測試學報, 2013, 32(4): 393–400.

[16] 陳國峰, 李雪茹, 劉峰, 等. 高效氯氟氰菊酯、噻蟲嗪及其代謝物噻蟲胺在小麥中的殘留及消解動態分析[J]. 麥類作物學報, 2018, 38(1): 119–125.

[17] 馮義志, 潘金菊, 齊曉雪, 等. 噻蟲嗪及其代謝物噻蟲胺在韭菜和土壤中的殘留消解動態及殘留量[J]. 現代農藥, 2016, 15(5): 45–48.

[18] 王博, 侯志廣, 方楠, 等. 噻蟲嗪及其代謝物在大蔥中的消解動態及最終殘留[J]. 農藥, 2018, 57(9): 671–674.

[19] 吳緒金, 李萌, 張軍鋒, 等. 小麥和土壤中噻蟲嗪殘留及消解動態分析[J]. 麥類作物學報, 2014, 34(7): 1010– 1017.

[20] 吳小毛, 袁圓, 王芳, 等. 噻蟲嗪在茶葉和土壤中的消解規律研究[J]. 湖北農業科學, 2013, 52(17): 4214–4217.

[21] 李明立, 宋姝娥, 嵇儉, 等. 噻蟲嗪在番茄上的殘留消解動態[J]. 農藥, 2007, 46(7): 477–478.

[22] 黃偉, 李建中, 王會利, 等. 噻蟲嗪在馬鈴薯中的殘留分析[J]. 環境化學, 2010, 29(5): 970–973.

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

[24] 張怡, 趙亞楠, 姜彩鴿, 等. 噻蟲嗪在釀酒葡萄果實和土壤中的殘留動態和風險評估[J]. 現代農藥, 2015, 14(6): 35–37.

[25] 劉賓, 郭棟梁, 毛江勝, 等. 菠菜中噻蟲嗪的殘留檢測與消解動態[J]. 農藥, 2009, 48(9): 667–668, 674.

[26] 張芬. 噻蟲嗪和高效氯氟氰菊酯在茶園中的殘留行為及風險評估研究[D]. 福州: 福建農林大學, 2013.

[27] 宋超. 新煙堿類殺蟲劑在煙葉中的殘留降解及環境行為研究[D]. 北京: 中國農業科學院, 2015.

[28] 李維, 劉國光, 鄭立慶, 等. 土壤中噻蟲嗪農藥殘留分析方法[J]. 農業環境科學學報, 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. 新煙堿類農藥的污染現狀及轉化行為研究進展[J]. 生態毒理學報, 2018, 13(4): 9–21.

[32] 鄭立慶, 劉國光, 孫德智, 等. Cu2+對新農藥噻蟲嗪水解的影響[J]. 農業環境科學學報, 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. 新煙堿類殺蟲劑吡蟲啉和噻蟲嗪的代謝研究進展[J]. 農藥學學報, 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, 等. 三種新煙堿類殺蟲劑在土壤中的殘留降解及影響因子[J]. 農藥學學報, 2016, 18(6): 738–744.

[41] 姚加加, 陳姣姣, 康頔, 等. 噻蟲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. 新農藥哌蟲啶在三種典型土壤中的吸附與淋溶研究[J]. 土壤學報, 2017, 54(1): 118– 127.

[43] 謝慧, 朱魯生, 譚梅英. 哌蟲啶在土壤中的降解動態及對土壤微生物的影響[J]. 土壤學報, 2016, 53(1): 232– 240.

[44] 施文. 噻蟲嗪和噻蟲胺在農田土壤和黏土礦物中的吸附研究[D]. 長沙: 湖南農業大學, 2017.

[45] 孔德洋, 葛峰, 許靜, 等. 3種煙堿類殺蟲劑在土壤中的降解吸附特性及對地下水的影響[J]. 農業環境科學學報, 2011, 30(11): 2237–2241.

[46] 張鵬, 慕衛, 劉峰, 等. 噻蟲嗪在土壤中的吸附和淋溶特性[J]. 環境化學, 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]. 生態與農村環境學報, 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] 國家環境保護總局. 化學農藥環境安全評價試驗準則[M]. 北京: 國家環境保護總局, 2003.

[57] 段亞玲, 陳愷, 李景壯, 等. 噻蟲嗪在5種土壤中淋溶特性[J]. 農藥, 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. 七種新煙堿類殺蟲劑對韭菜遲眼蕈蚊幼蟲及蚯蚓的選擇毒力[J]. 植物保護學報, 2014, 41(1): 79–86.

[60] 王彥華, 陳麗萍, 趙學平, 等. 新煙堿類和阿維菌素類藥劑對蚯蚓的急性毒性效應[J]. 農業環境科學學報, 2010, 29(12): 2299–2304.

[61] 吳若函, 丁悅, 嚴海娟, 等. 新煙堿類殺蟲劑對幾種環境生物的安全性評價[J]. 江蘇農業科學, 2016, 44(1): 295–297.

[62] 張松, 鮑海波, 張建華, 等. 亞致死劑量噻蟲嗪對日本弓背蟻覓食和親系識別能力的影響[J]. 南京農業大學學報, 2019, 42(2): 270–275.

[63] 中華人民共和國衛生部, 中華人民共和國農業部. 食品中百草枯等54種農藥最大殘留限量: GB26130—2010[S]. 北京: 中國標準出版社, 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. 噻蟲嗪在農田土壤中環境行為的研究進展. 土壤, 2020, 52(5): 883–890.

國家重點研發計劃項目(2016YFD0201208-2)資助。

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