烟嘧磺隆(nicosulfuron)，化学名称为2-(4,6-二甲氧基-2-嘧啶基氨基甲酰氨基磺酰基)-N，N-二甲基烟酰胺)，是杜邦公司于1987年开发出的一种磺酰脲类除草剂^[1]，其作用机制是通过抑制乙酰乳酸合成酶(ALS)而抑制植株生长，已广泛用于玉米田防除一年生禾本科杂草、部分阔叶杂草及部分莎草科杂草^[2]。随着烟嘧磺隆的广泛使用，其对地表水和地下水已造成了一定的污染^[3,4]，同时对后茬敏感作物也产生了药害^[5]，因此研究烟嘧磺隆在环境中的消解行为意义重大。

烟嘧磺隆的消解途径主要有光解、水解、微生物降解^[6]等。农药初始质量浓度、土壤pH值、温度、土壤有机质含量、水分、酶、光照等因素均会影响烟嘧磺隆的消解。目前未见有关各种环境因子对烟嘧磺隆在土壤中消解的影响研究，笔者通过测定烟嘧磺隆在不同含水量土壤中的消解动态，探讨了土壤含水量对其消解的影响。现将结果报道如下。

1 材料与方法 1.1 药剂与仪器

烟嘧磺隆(nicosulfuron)原药(纯度>95%)，山东京博农化有限公司；烟嘧磺隆标准品，纯度95.6%，上海居里生物科技有限公司；除用于流动相的乙腈为色谱纯外，其余试剂均为国产分析纯；磷酸盐缓冲溶液(0.24 mol/L的 K₂HPO₄-0.02 mol/L的KH₂PO₄，pH=8.28)；提取液A(800 mL磷酸盐缓冲溶液与200 mL乙腈充分混合)；磷酸溶液(100 mL 磷酸，用水稀释并定容至1 000 mL)。孟加拉红培养基(121 ℃灭菌30 min)；高氏一号培养基(KNO₃ 1.0 g、FeSO₄·7H₂O 0.01 g、 K₂HPO₄ 0.5 g、 淀粉20 g、MgSO₄·7H₂O 0.5 g、 琼脂18 g、 NaCl 0.5 g、 水1 000 mL,121 ℃灭菌30 min)；牛肉膏蛋白胨培养基(牛肉膏3 g、蛋白胨10 g、NaCl 5 g、琼脂20 g、水1 000 mL,pH 7.0～7.2，121 ℃灭菌 30 min)。

HZP-250摇床(上海精宏实验设备有限公司)；Rotavapor R-210旋转蒸发仪(瑞士BUCHI公司)；KQ-500DE超声波清洗器(昆山市超声仪器有限公司)；SHB-B95A循环水式多用真空泵(郑州长城科工贸有限公司)；Agilent 1100高效液相色谱仪，配紫外检测器(安捷伦科技有限公司) 1.2 前期土壤样品准备

供试土壤为棕壤土，于2012年6月9日至2012年10月12日采集自沈阳农业大学后山科研基地，采用常规分析方法^[7]测得其基本理化性质为：氮53.38 mg/kg，速效磷24.36 mg/kg，钾48.15 mg/kg，有机质质量分数1.82%。土样自然风干，粉碎后过筛(孔径0.84 mm)。将烟嘧磺隆以1 mg/kg的剂量添加到空白土壤中，分装在500 mL塑料杯中，分别控制土壤含水量(质量分数)为15%、30%、45%、60%、75%和90%[土壤含水量/%=(水的质量×100)/干土质量]，杯口用保鲜膜密封。室温温度范围18～30 ℃，每处理3个重复。

1.2.1 用于残留量测定的样品

于添加烟嘧磺隆后0、3、5、9、16、25、32、45 d分别取样，每杯取20 g，将混合后的60 g土样贮存于-20 ℃冰箱中。测定前将土样自然风干1～2 d至质量恒定，研碎后过筛(孔径0.84 mm)备用。

于添加烟嘧磺隆后3、5、9 d分别取样，每杯取20 g，每处理共60 g，混合后待用(土样储存时间不超过48 h)。

参考吴绪金等^[8]的方法，并进行适当简化。准确称取10 g土壤样品于100 mL具塞锥形瓶中，加入50 mL提取液A，于摇床中振荡30 min后超声提取10 min，抽滤；滤纸及残渣用30 mL提取液A重复提取2次；合并滤液，45℃下减压浓缩至50～60 mL。 用磷酸溶液调节浓缩液的pH值至5.0～6.0，用二氯甲烷 (80 mL× 2) 萃取。合并有机相，用无水硫酸钠脱水后，在35℃下减压浓缩至近干。用1 mL乙腈溶解，过0.22 μm滤膜，待测。

色谱条件参照朴秀英等^[9]报道的方法。Agilent zorbax eclipseXDB-C₁₈色谱柱(250 mm ×4.6 mm，5 μm)；柱温30 ℃；流动相：V(乙腈)∶V(0.2%甲酸水溶液)=28∶72；流速1 mL/min;紫外检测波长254 nm；进样体积100 μL。

准确称取烟嘧磺隆标准品，用乙腈配制成400 μg/mL 的标准母液，再用乙腈逐级稀释成4、2、1、0.5、0.25 和0.125 μg/mL的系列标准溶液，按照1.4节色谱条件进样检测，以烟嘧磺隆质量浓度为横坐标、相应的峰面积为纵坐标绘制标准曲线。

准确称取空白土壤样品10 g，设0.05、0.25和1.25 mg/kg 3个添加水平，每个水平5次重复，按照所建立的前处理和检测方法进行添加回收率测定。

准确称取10 g预处理好的土壤样品于250 mL三角瓶中，加入100 mL无菌水，振荡30 min，静置，取上清液，采用10倍稀释法将其稀释至质量分数为10^-3、10^-4和10^-6。采用涂抹平板培养计数法^[10]测定土壤样品中细菌、真菌、放线菌的数量。

先将融化冷却至50 ℃的牛肉膏蛋白胨培养基倒入已灭菌的培养皿中，待其凝固后，加入已稀释至10^-6的土壤稀释液0.2 mL于培养皿中央，用无菌涂布棒将其均匀涂抹在平板表面。每个样品进行3次平行试验。用封口膜将培养皿密封，置于30 ℃培养箱中倒置培养3～4 d，待菌落长出后，统计菌落数，计算被测样品的细菌数量。

所用培养基为孟加拉红，土壤稀释液浓度为10^-4，于25 ℃下培养7 d,其余处理方法同1.7.1节。

所用培养基为高氏一号，土壤稀释液浓度为10^-3，于25 ℃下培养7 d,其余处理方法同1.7.1节。

每克样品的菌落数=同一稀释度几次重复的菌落平均数×稀释倍数×5

2 结果与分析 2.1 标准曲线

在0.25～4 mg/L范围内，烟嘧磺隆质量浓度与色谱峰面积呈现良好的线性关系，线性回归方程为y=39.306x-0.864 6，相关系数r=0.999 9。

在本研究设定的仪器条件下，烟嘧磺隆的检出限(LOD)为0.012 mg/kg，定量限(LOQ)为0.04 mg/kg。添加回收试验结果(表 1)表明，在0.05、0.25、1.25 mg/kg 3个添加水平下，烟嘧磺隆在土壤中的平均回收率为91%～106%，相对标准偏差为5.4%～9.5%，符合残留量测定的要求^[11]。

表 1(Table 1)

表 1 烟嘧磺隆在土壤中的添加回收率Table 1 Average recovery of nicosulfuron in soil 添加水平 Fortified level/(mg/kg) 平均回收率 Average recovery/% 相对标准偏差 RSD/% 0.05 92 7.7 0.25 106 9.5 1.25 91 5.4

表 1 烟嘧磺隆在土壤中的添加回收率Table 1 Average recovery of nicosulfuron in soil

2.3 土壤中微生物总量

结果(表 2)表明，土壤中水分含量会影响其微生物总量，进而影响农药的降解。由于土壤中能够降解农药的微生物主要为细菌、真菌和放线菌^[12]，因此本研究将细菌、真菌和放线菌的总数视为土壤中微生物总量。当含水量为45%时，土壤中微生物总量最多，其次是含水量为60%的土壤。这可能是由于当土壤含水量适中时，土壤间的孔隙最适合微生物的呼吸作用。图 1为微生物总量随含水量变化情况。

表 2(Table 2)

表 2 不同含水量土壤中的微生物数量Table 2 Amount of microorganism in soil with different water content 含水量 Water content/% 细菌数 Bacteria/ (×107 cfu/g) 真菌数 Fungi/ (×105 cfu/g) 放线菌数 actinomycete/ (×104 cfu/g) 15 3.9 2.0 7.0 2.8 0.5 5.5 2.5 0.5 5.0 30 6.0 1.0 7.5 5.4 1.0 7.5 5.0 0.5 6.0 45 120 2.0 9.0 112 1.5 9.0 11 1.0 6.5 60 8.0 3.5 11 7.0 1.0 14 6.2 1.0 12 75 3.4 2.5 8.0 3.1 1.0 11 2.8 0.5 10 90 1.5 0.5 4.0 1.4 1.0 7.0 1.0 0 5.5

表 2 不同含水量土壤中的微生物数量Table 2 Amount of microorganism in soil with different water content

图 1

Fig. 1

图 1 土壤中微生物总量随含水量变化情况Fig. 1 Change of microorganism with different water content in soil

2.4 消解动态

烟嘧磺隆在土壤中的残留消解动态符合一级动力学方程c_t=c₀e^-kt，其中c₀为施药后烟嘧磺隆的原始沉积量，k为消解速率常数，c_t为残留量，t为取样时间。其在不同含水量土壤中的消解动态见图 2，消解动态方程及半衰期见表 3。

图 2

Fig. 2

图 2 烟嘧磺隆在不同含水量土壤中的消解动态Fig. 2 Residue decline study of nicosulfuron in soil with different water content

表 3(Table 3)

表 3 烟嘧磺隆消解动态方程及半衰期Table 3 Dissipation dynamic equation and half-life of nicosulfuron in soil 含水量 Water content/% 消解动态方程 Dissipation dynamic equation 相关系数 Correlation coefficient,r 半衰期 Half-life/d 15 ct=0.738 5e-0.023 3t 0.769 1 29.7 30 ct=0.691 0e-0.020 1t 0.692 3 34.5 45 ct=0.698 8e-0.023 2t 0.752 8 29.9 60 ct=0.721 5e-0.035 1t 0.863 4 19.7 75 ct=0.758 6e-0.022 2t 0.745 3 31.2 90 ct=0.710 9e-0.037 3t 0.727 6 18.6

表 3 烟嘧磺隆消解动态方程及半衰期Table 3 Dissipation dynamic equation and half-life of nicosulfuron in soil

由表 3可以看出，当土壤含水量处于较低水平(小于50%)时，含水量的变化对烟嘧磺隆的消解影响不大，其消解速率较慢，半衰期为30 d 左右；当土壤含水量大于50%时，烟嘧磺隆消解半衰期随着含水量的增大呈现先增大后减小的趋势，其中在含水量为60%和90%的土壤中降解较快，半衰期分别为19.7和18.6 d。

本研究结果表明，在实验室条件下，烟嘧磺隆在不同含水量土壤中的消解符合一级动力学方程。当土壤水分含量小于50%时，含水量的变化对其消解影响较小，半衰期为30 d左右；当含水量大于50%时，随土壤含水量的增大，半衰期呈先增大后减小的趋势，且在含水量60%和90%的土壤中消解速率显著加快。

在影响农药在土壤中降解的各种因素中，微生物起着主导作用^[13,14]。本研究表明，土壤含水量的变化会引起微生物总量的变化，在烟嘧磺隆添加量为1 mg/kg的土壤中，含水量为45%时土壤中微生物总量最高，其次是含水量60%的土壤。但烟嘧磺隆在含水量为60%的土壤中消解速率更快，这可能是由于在含水量为45%的土壤中其与土壤颗粒间的吸附作用较强^[15]，致使土壤溶液中烟嘧磺隆的浓度较低，不利于微生物对其的降解。

在土壤含水量为90%时，烟嘧磺隆的消解速率最快。可能是由于水解作用加强，水解成为了其降解的主要方式^[16,17,18]。

烟嘧磺隆在室内的消解半衰期大于其在田间的半衰期(6~14 d)^[19]，其原因可能是由于室内影响其消解的环境因子较少^[20]，且室内的条件不利于微生物的生命活动，影响了其对烟嘧磺隆的降解。