全 文 ：土壤环境中除草剂甲磺隆降解的研究 I. 土
壤性质的影响 3
汪海珍　徐建民 3 3 　谢正苗　叶庆富
(浙江大学土水资源与环境研究所 , 杭州 310029)
【摘要】　采用方差分析 ,研究了各土壤中不同形态甲磺隆残留量的差异程度 ;通过主因子分析 ,选出 5 个
主因子 ,它们代表了整体信息量的 90. 4 % ;回归分析后建立了土壤性质和甲磺隆残留间的多元回归方程 ;
经偏相关分析和通径分析得出 ,土壤 p H 值和微生物活性是甲磺隆降解的主要影响因素.
关键词 　甲磺隆 　除草剂 　土壤 　p H 值 　微生物活性
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 01 - 0079 - 06 　中图分类号 　S153. 6 ,X592 　文献标识码 　A
Degradation of metsulfuron2methyl in soils I. Effect of soil properties. WAN G Haizhen , XU Jianmin , XIE
Zhengmiao , YE Qingfu ( Institute of Soil and W ater Resources and Envi ronmental Science , Zhejiang U niversi2
ty , Hangz hou 310029 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2003 ,14 (1) :79～84.
The ANOVA results showed that degradation of metsulfuron2methyl was different among various soils. Five
principal factors were selected by principal factor analysis and they represented 90. 4 % of total information. The
multivariate regression equations were established between soil properties and metsulfuron2methyl residues after
stepwise regression analysis. The partial correlation and path analysis indicated that soil p H and microbial activity
were the most significant factors controlling the degradation of metsulfuron2methyl in soils.
Key words 　Metsulfuron2methyl , Herbicide , Soil , p H , Microbial activity.
3 高等学校优秀青年教师教学科研奖励计划和国家自然科学基金资
助项目 (40171051) .3 3 通讯联系人.
2000 - 11 - 28 收稿 ,2001 - 10 - 26 接受.
1 　引 　　言
近年来 ,进入土壤环境中的农药日益增多 ,为了
全面深入地评价农药对生态环境质量的冲击以及对
人类健康的危害程度 ,测定环境中农药的总量固然
重要 ,但研究土壤环境中农药降解的规律及其影响
因素 ,以及随着研究的深入定量描述土壤性质和农
药降解之间的作用显得越来越重要. 农药在土壤中
的环境行为首先是由其自身性质决定的 ,如农药的
蒸汽压影响了它的挥发性 ,水溶解度影响农药在土
壤中的吸附、移动及降解等. 同时 ,环境因素如土壤
的组成、结构、微生物、温度、水分等也会产生重要的
影响. 因此 ,通过研究土壤性质或其它环境因素对农
药降解的影响 ,寻求农药快速降解的最适条件 ,将对
制定安全合理使用农药的相应措施和防治土壤污染
等具有重要的意义.
甲磺隆是一种磺酰脲类除草剂 ,广泛用于麦田 ,
其 p Ka 为 3. 3 ,熔点为 163～166 ℃,在水中溶解度随
p H 值升高而加大 (离子强度 0. 1) ,如 p H 4. 59 时为
270mg·L - 1 ,p H 5. 42 时为 1750mg·L - 1 ,p H 6. 11
时为 9500mg·L - 1 [15 ] . 不同 p H 对甲磺隆水溶解度
的影响较大 ,这也反映了不同地区土壤中甲磺隆的
环境行为及降解将会有较大的差异. 甲磺隆用量极
低 ,为 4～8 g·hm - 2 ,经估算 ,甲磺隆的田间施用浓
度约为 0. 01 mg·L - 1 ,但除草剂不均匀的施用往往
会造成土壤中局部浓度过高. 由于甲磺隆具有极高
的活性和极强的选择性 ,极低的残留量便污染土壤 ,
就会对后茬敏感作物产生药害[1 ,6 ,8 ] . 围绕这一生产
问题 ,人们对甲磺隆除草剂在土壤中的残留、降解、
迁移等行为 ,及其受土壤性质和环境因素的影响开
展了大量的研究[7 ,9 ,10 ,12 ,13 ,16 ] . 相比较 ,国内在这方
面较系统和深入的研究报道较少. 本文应用同位素
示踪技术 ,在研究14 C2甲磺隆在 15 种不同土壤中的
残留形态的动态变化基础上 ,进一步探讨了土壤性
质对甲磺隆降解的影响 ,为土壤环境中甲磺隆快速
降解和合理用药提供理论依据.
2 　材料与方法
211 　材料
　　14C2甲磺隆 [ 22(42甲氧基262甲基21 ,3 ,52三嗪222基氨基
甲酰氨基磺酰基) 苯甲酸 ]的放射性活度为 4. 58 ×104 Bq·
应 用 生 态 学 报 　2003 年 1 月 　第 14 卷 　第 1 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Jan. 2003 ,14 (1)∶79～84
mg - 1 , 放射化学纯度为 97. 3 % ,化学纯度为 96. 2 % ,由中
国农业科学院北京原子能利用研究所标记合成. 其中14 C 标
记位置在三嗪杂环 4 位的碳上.
1998 年 12 月～1999 年 2 月在浙江省分别采集了青紫
泥田、黄斑田、黄松土、泥质田、黄壤、黄红壤、紫大泥田、红砂
田、黄筋泥田、滨海盐土、石灰土、粉泥田、棕泥田、红粘田和
紫泥砂田等 15 种不同的土壤 ,均为 0～15cm 表层土. 新鲜土
壤过 2mm 筛后 ,一部分置于 4 ℃冰箱中保存 ,供培养试验
用 ;另一部分土样经风干后 ,用于土壤理化性质的测定. 土壤
p H、有机碳含量、全氮量、CEC 都按常规分析方法测定 [11 ] ,
机械组成采用吸管法分析 [4 ] ,土壤腐殖质分组及各组分含 C
量的测定参考土壤胶体研究法 [19 ] ,土壤微生物生物量碳的
测定按土壤微生物研究法 [5 ] (表 1) .
212 　实验方法
降解试验开始前 ,将土样于室温下放置 5d ,然后直接称
取相当于 60 g 烘干土的新鲜土壤 ,置于 250ml 三角瓶中 ,准
确加入14C2甲磺隆的甲醇溶液 ,使土壤中甲磺隆的浓度为 10
mg·kg - 1 ,约为田间施用量的 1000 倍 ,然后加去离子水调节
土壤含水量到田间最大含水量的 50 % ,待甲醇挥发并且拌
匀后加橡皮塞 ,于 25 ℃恒温生化培养箱中进行暗培养 ,重复
3 次. 用 0. 5 mol·L - 1的 NaOH 溶液 10ml 吸收释放出的14
CO2 ,三角瓶每周换取NaOH溶液 . 培养过程中损失的水分
表 1 　供试土壤的理化性质
Table 1 Physico2chemical properties of tested soils
土壤
Soil
p H 有机碳
Organic C
(g·kg - 1)
富啡酸碳
Fulvic C
(g·kg - 1)
胡敏酸碳
Humic C
(g·kg - 1)
全 N
Total N
(cmol ( + )·
kg - 1)
CEC
(g·kg - 1)
生物量 C
Microbial bio2
mass C(mg
·kg - 1)
粘粒 Clay
content
( %)
粉粒 Silt
content
( %)
红砂田 Red sandstone soil 5. 61 6. 6 2. 2 2. 7 2. 9 12. 3 257. 8 17. 2 7. 44
紫大泥田 Redeposit of purple mudstone soil 5. 82 11. 8 2. 5 3. 6 2. 5 15. 9 728. 9 22. 1 50. 3
棕泥田 Brown muddy soil 6. 50 24. 3 2. 9 5. 6 4. 2 27. 6 782. 2 44. 3 46. 4
紫泥砂田 Redeposit of purple sandstone soil 5. 78 17. 9 2. 5 6. 1 3. 5 22. 0 524. 4 40. 4 48. 0
黄红壤 Yellow2red soil 5. 25 11. 0 2. 9 2. 1 1. 4 14. 9 115. 6 34. 5 31. 0
粉泥田 Silt2loamy paddy soil 8. 40 28. 7 4. 0 7. 2 4. 2 81. 1 886. 7 15. 4 74. 2
黄松土 Fluvio2marine yellow loamy soil 7. 06 19. 5 3. 5 4. 2 2. 9 16. 3 302. 2 8. 0 71. 3
滨海盐土 Coastal saline soil 9. 04 5. 5 0. 7 0. 9 1. 8 - 160. 0 24. 3 71. 1
黄壤 Yellow soil 5. 42 12. 8 3. 6 2. 5 2. 1 11. 8 437. 8 30. 5 39. 6
石灰土 Limestone soil 7. 26 22. 6 6. 8 9. 4 6. 1 48. 2 731. 1 37. 2 51. 2
青紫泥田 Blue clayed soil 6. 20 23. 6 4. 1 4. 0 3. 9 25. 1 928. 9 35. 3 60. 6
黄斑田 Silt2clayed yellow mottled soil 6. 22 18. 3 4. 8 5. 8 3. 7 28. 5 995. 6 40. 0 57. 0
泥质田 Pale fluviogenic loamy soil 6. 00 13. 5 2. 9 3. 6 2. 2 9. 0 1146. 7 29. 0 32. 3
黄筋泥田 Quaternary red soil 5. 36 9. 11 2. 9 4. 6 2. 1 13. 7 417. 8 39. 0 41. 1
红粘田 Bole soil 6. 32 22. 9 3. 9 5. 0 3. 7 30. 6 973. 3 45. 6 43. 9
通过称重法给予补充. 培养后第 0、7、14、28、56 和 112d 取土
样分析. 称取相当于 6. 00g 烘干土重的新鲜土样 ,用 40 ml 甲
醇连续提取 5 次 ,定容后取 1 ml 提取液在芬兰 Wallac 1414
液体闪烁计数器中测定放射性活度并转算成可提取态残留
量 ;提取后的土壤样品风干后粉碎混匀 ,取 1. 00g(风干土重)
于美国 OX600 生物氧化燃烧仪中燃烧 ,用乙醇胺∶乙二醇乙
醚∶PPO∶POPOP∶二甲苯 = 175 ml∶350 ml∶5g∶0. 4g∶475 ml
的闪烁液吸收14 CO2 ,然后用液体闪烁计数器测定放射性活
度 ,换算为结合态残留量. 此外 ,称取相当于 1. 00g 烘干土重
的新鲜土样采用与结合态残留量测定相同的方法测定残留
总量. 利用统计软件 SPSS对试验结果进行方差分析、因子分
析、逐步回归分析、偏相关分析和通径分析.
3 　结果与分析
311 　不同土壤中甲磺隆降解的方差分析
　　培养 112d 后 ,甲磺隆在 15 种土壤中的残留总
量在 4. 0～8. 3 mg·kg - 1之间 ,甲磺隆14 C 残留物的
可提取态含量在 1. 6～7. 5 mg·kg - 1之间 ,结合态含
量是在 0. 7～3. 5 mg·kg - 1之间. 研究表明 ,甲磺隆
在这些土壤中的降解可以用一级反应动力学方程拟
合 ,经计算得到甲磺隆14C 残留物在石灰土中的降解
半衰期最短 ,为 84. 7d ,在滨海盐土中降解半衰期最
长 ,达 412. 9d[17 ] . 对试验结果进行方差分析得到 ,土
壤中甲磺隆14C 残留物的残留总量、可提取态残留量
及结合态残留量在 15 种土壤之间的 F 值分别为
6. 44、10. 54、5. 57 ,概率 P 均为 0. 0000 < 0. 01 ;在 6
次取样分析时间上的 F 检验值分别为 160. 19、
94. 68、37. 36 ,概率 P 皆达 0. 0000 < 0. 01 ;土壤和时
间的交互效应的 F 值也表明差异达极显著水平 ,分
别为 76. 04、247. 82 和 417. 50. 采用 Duncan’s 新复
极差多重比较发现 ,试验结果在 15 种土壤或 6 次取
样分析时间上的两两之间的差异水平并未全达到显
著水平 ;在 6 次取样分析时间上的两两之间的差异
水平因土而异 ;15 种土壤两两之间的差异水平随时
间而变化 ,培养初期 ,土壤之间的差异较小 ,随培养
时间的延长其差异有所增大. 表 2 列出了不同时间
上土壤中各形态甲磺隆残留量的多重比较结果.
312 　土壤性质与甲磺隆降解的因子分析
　　为了揭示不同土壤中甲磺隆降解的差异性及土
08 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
表 2 　土壤中不同形态甲磺隆含量及多重比较结果
Table 2 Metsulfuron2methy residues contents in soils and multiple comparisons ( Duncan2SSR test ,α= 0. 05 )
土壤
Soil
可提取态含量 Extractable 　14C2residues
0d 7d 14d 28d 56d 112d
结合态含量 Bound 　14C2residues
0d 7d 14d 28d 56d 112d
残留总量 Total 　14C2residues
0d 7d 14d 28d 56d 112d
1 9. 3 b 7. 6 f 7. 2 d 6. 4 d 4. 9 f 4. 0 f 0. 7 f 2. 3 d 2. 6 e 3. 4 h 3. 3 e 1. 7 g 10. 0 a 9. 9 a 9. 8 a 9. 8 a 8. 3 e 5. 7gh
2 8. 9 f 7. 4 g 6. 9 e 6. 1 f 5. 1 e 3. 9 f 1. 0 cd 2. 2 e 2. 6 e 3. 4 gh 3. 2 f 2. 0 e 10. 0 a 9. 6 cd 9. 5 c 9. 5 d 8. 3 e 6. 0 f
3 8. 9 f 8. 5 b 8. 1 b 6. 5 d 5. 3 d 4. 9 d 1. 0 bc 1. 2 k 1. 5 h 3. 1 i 3. 0 g 1. 4 hi 10. 0 a 9. 7 bc 9. 6bc 9. 6 cd 8. 3 e 6. 3 e
4 8. 9 f 7. 0 i 6. 7 f 5. 4 h 4. 6 g 4. 4 e 1. 1 b 2. 5 b 2. 7 d 3. 8cd 3. 7 c 1. 5 h 10. 0 a 9. 5 d 9. 5cd 9. 2 ef 8. 4de 5. 9fg
5 9. 6 a 7. 1 hi 6. 8 ef 6. 2 e 5. 3 d 4. 1 f 0. 4 hi 2. 7 a 3. 0 b 3. 5 f 3. 2 f 2. 8 d 10. 0 a 9. 8 a 9. 8ab 9. 7 ab 8. 5cd 6. 9 d
6 9. 1 cde 8. 3 c 8. 1 b 7. 9 b 7. 0 b 6. 1 b 0. 8 e 1. 7 h 1. 8 g 2. 0 k 1. 9 i 1. 0 k 10. 0 a 9. 9 a 9. 9 a 9. 8 a 8. 9 b 7. 1 c
7 8. 6 g 8. 1 d 7. 9 c 7. 5 c 6. 6 c 5. 6 c 1. 3 a 1. 6 i 1. 7 g 2. 1 j 2. 0 h 1. 9 f 10. 0 a 9. 6bcd 9. 6 c 9. 6bcd 8. 6 c 7. 6 b
8 9. 3 bc 9. 1 a 9. 0 a 8. 5 a 8. 0 a 7. 5 a 0. 7 f 0. 8 l 0. 9i 1. 1 k 1. 1 j 0. 7 l 10. 0a 9. 9 a 9. 9 a 9. 7abc 9. 1 a 8. 3 a
9 8. 9 f 7. 5 fg 7. 1 d 5. 9 g 4. 8 f 3. 5 g 1. 1 b 2. 5 c 2. 6 e 3. 4 fg 3. 1 g 1. 3 j 10. 0 a 9. 9 a 9. 8ab 9. 3 e 7. 9 f 4. 8 j
10 9. 0 e 7. 1 hi 6. 8 ef 6. 2 e 5. 4 d 2. 6 h 0. 9 de 2. 7 a 3. 0 b 3. 5 fg 3. 2 f 1. 4 ij 10. 0 a 9. 8 ab 9. 8ab 9. 7 a 8. 6 c 4. 0 l
11 9. 2 bc 8. 1cd 6. 3 h 5. 3 h 3. 6 i 2. 1 i 0. 4 h 1. 3 j 3. 1 b 3. 8 d 3. 5 d 3. 5 a 10. 0 a 9. 5 d 9. 3 d 9. 1 f 7. 1 h 5. 7 h
12 9. 2 bcd 7. 8 e 6. 5 g 5. 2 i 4. 3 h 2. 0 ij 0. 3 hi 1. 3 jk 2. 4 f 3. 6 e 3. 6 d 3. 2 b 10. 0 a 9. 1 e 8. 9 e 8. 8 g 7. 9 f 5. 3 i
13 9. 3 b 6. 8 j 5. 8 j 3. 6 k 3. 2 j 1. 6 k 0. 3 i 2. 3 d 3. 0 b 5. 0 b 4. 1 a 3. 5 a 10. 0 a 9. 2 e 8. 7 f 8. 5 h 7. 3 g 5. 1 i
14 8. 9 f 7. 1 h 4. 8 k 2. 8 l 2. 8k 2. 0 j 0. 5 g 2. 0 f 4. 1 a 5. 6 a 4. 0 b 2. 9 c 10. 0 a 9. 2 e 8. 9ef 8. 4 h 6. 8i 4. 9 j
15 9. 1 de 7. 2 h 6. 1 i 5. 0 j 3. 5 i 1. 6 k 0. 3 i 1. 9 g 2. 9 c 3. 9 c 3. 7 c 2. 8 d 10. 0 a 9. 1 e 9. 0 e 8. 8 g 7. 2gh 4. 4 k3 相同字母表示差异未达到 0. 05 的显著水平 ,不同字母表示差异达到 0. 05 的显著水平. The same letters indicate not significant difference and different ones indicate
signficant different at 5 % level. 1. 红砂田 Red sandstone soil ,2. 紫大泥田 Redeposit of purple mudstone soil ,3. 棕泥田 Brown muddy soil ,4. 紫泥砂田 Redeposit of purple
sandstone soil ,5. 黄红壤 Yellow2red soil ,6. 粉泥田 Silt2loamy paddy soil ,7. 黄松土 Fluvio2marine yellow loamy soil ,8. 滨海盐土 Coastal saline soil ,9. 黄壤 Yellow soil ,10.
石灰土 Limestone soil ,11. 青紫泥田 Blue clayed soil ,12. 黄斑田 Silt2clayed yellow mottled soil ,13. 泥质田 Pale fluviogenic loamy soil ,14. 黄筋泥田 Quaterary red soil ,15.
红粘田 Bole soil.
壤各性质对甲磺隆降解的贡献 ,选用有机 C、微生物
生物量 C、p H、CEC 等 12 项与甲磺隆降解较为密切
的土壤性质 ,采用 SPSS 统计软件进行因子分析 ,设
定主因子的特征值累积贡献率的临界值为 0. 90 ,选
得主因子数为 5 (表 3) . 对因子载荷矩阵施行方差极
大旋转 (varimax rotation) ,并对经过 7 次旋转得到
的因子载荷矩阵进行适当调整 ,将同一因子绝对值
上有高或较高载荷的土壤性质列在一起 ,作了调整
表 3 　土壤中甲磺隆降解的影响因子分析
Table 3 Analysis of affecting factor for the degradation of metsulfu2
ron2methyl in soil
主因子
Principal
factor
特征值
Eigenvalue
贡献率
Explained
variance ( %)
累积贡献率
Cumulative
variance
( %)
1 4. 514 37. 62 37. 62
2 2. 480 20. 67 58. 29
3 2. 149 17. 90 76. 19
4 0. 998 8. 316 84. 51
5 0. 710 5. 917 90. 43
表 4 　旋转因子的载荷矩阵
Table 4 Rotated factor matrix
因子 1
Factor 1
因子 2
Factor 2
因子 3
Factor 3
因子 4
Factor 4
因子 5
Factor 5
公因子方差
Communality
权重值
Weight value
胡敏素碳/ 有机碳 Humin C/ Organic C (X1) - 0. 924 - 0. 333 0. 020 - 0. 060 0. 040 0. 970 0. 089
胡敏酸碳/ 有机碳 Humic C/ Organic C (X2) - 0. 914 - 0. 217 0. 062 0. 275 - 0. 018 0. 962 0. 089
C/ N (X3) 0. 768 - 0. 368 0. 297 - 0. 098 - 0. 167 0. 851 0. 078
富啡酸碳/ 有机碳 Fulvic C/ Organic C (X4) 0. 730 - 0. 417 - 0. 131 - 0. 494 - 0. 065 0. 972 0. 090
p H(X5) 0. 154 - 0. 944 0. 093 0. 092 - 0. 193 0. 969 0. 089
CEC(cmol ( + )·kg - 1) (X6) 0. 082 - 0. 942 0. 072 0. 093 - 0. 008 0. 907 0. 084
粉粒 Silt content ( %) (X7) 0. 416 - 0. 645 0. 286 0. 158 - 0. 262 0. 765 0. 070
有机碳 Organic C (g·kg - 1) (X8) 0. 314 0. 130 0. 900 0. 167 - 0. 038 0. 956 0. 088
微生物生物量碳 Microbial biomass C(mg·kg - 1) (X9) 0. 118 - 0. 049 0. 782 0. 025 0. 245 0. 688 0. 063
全 N 量 Total N (g·kg - 1) (X10) - 0. 249 0. 294 0. 846 0. 138 0. 091 0. 891 0. 082
胡敏酸/ 富啡酸 HA/ FA (X11) - 0. 119 0. 156 0. 188 - 0. 955 0. 081 0. 993 0. 091
粘粒 Clay content ( %) (X12) - 0. 006 - 0. 217 0. 251 0. 094 0. 900 0. 929 0. 086
特征值 Eigenvalue 3. 204 2. 837 2. 441 1. 343 1. 026
方差贡献率 Explained variance ( %) 26. 70 23. 64 20. 34 11. 19 8. 55
累积方差贡献率 Cumulative variance ( %) 26. 70 50. 34 70. 68 81. 87 90. 43
的因子载荷矩阵见于表 4 .
　　通过各变量在主因子上的载荷分布可看出 (表
4) ,土壤有机碳中胡敏素、胡敏酸或富啡酸碳所占的
比例、C/ N 在因子 1 上有绝对值高或较高的载荷
( > 0. 7) ,土壤的 p H、CEC 和粉粒含量在因子 2 上
有绝对值高或较高的载荷 ( > 0. 6) ,因子 3 中土壤
有机碳含量、微生物生物量及全 N 量都大于 0. 78 ,
胡敏酸/ 富啡酸与粘粒含量分别在因子 4 和因子 5
上的载荷绝对值达 0. 955、0. 900. 从各个主因子的
方差贡献率来看 ,因子 1、因子 2 和因子 3 对甲磺隆
降解的影响处于主导地位 ,它们的方差贡献率较大 ,
其贡献率分别是 26. 7 %、23. 6 % 和 20. 3 % ;因子 4
与因子 5 在甲磺隆降解过程中所发挥的作用相对较
小 ,其贡献率只有 11. 2 %和 8. 6 % . 这 5 个影响因
子的累积方差贡献率已达到 90. 4 % ,显然它们能解
释所有变量的绝大部分变差. 因此 ,可以认为它们是
181 期 　　　　　　　　　　汪海珍等 :土壤环境中除草剂甲磺隆降解的研究 I. 土壤性质的影响 　　　　　　　　　
影响甲磺隆降解的主要因子.
　　根据相应的载荷矩阵可求出各项土壤性质的公
因子方差 (也称变量共同度) . 公因子方差的大小既
表示了公因子对该项土壤性质原始信息的解释 (如
土壤 p H 的公因子方差为 0. 969 ,即说明土壤 p H 的
96. 9 %信息量被这 5 个主因子所描述) ,也表明了该
项土壤性质对总体变异的贡献 ,由此可以计算出各
项土壤性质的权重值 (表 4) . 由计算结果可见 ,各项
土壤性质的公因子方差都较大 ,其变化范围在0. 688
～0. 993 之间 ;各项土壤性质的权重值比较均匀 ,在
0. 063～0. 091 之间变化.
313 　土壤性质与甲磺隆降解的回归分析
　　汪海珍等[17 ]报道 ,土壤中甲磺隆14 C 残留物的
残留总量、可提取态含量、结合态含量及半衰期与土
壤性质之间具有密切的关系 ,所拟合的多元回归方
程如下 :
　　残留总量 ( mg·kg - 1) = 10. 635 - 0. 002 ×微生
物生物量 C(mg·kg - 1) - 0. 044 ×粘粒 ( %) - 0. 104
×富啡酸碳/ 有机碳可提取态含量 ( mg. kg - 1 ) =
6. 172 + 0. 495 ×p H - 0. 003 ×微生物生物量 C(mg.
kg - 1) - 0. 041 ×粘粒 ( %) - 0. 110 ×富啡酸碳/ 有
机碳
　　结合态含量 ( mg. kg - 1 ) = 4. 358 - 0. 470 ×p H
+ 0. 001 ×微生物生物量 C(mg. kg - 1)
　　半衰期 (d) = 64. 323 + 50. 588 ×p H - 0. 106 ×
微生物生物量 C(mg. kg - 1) - 3. 359 ×富啡酸碳/ 有
机碳 - 264. 09 ×全 N 量 (g. kg - 1)
　　偏回归系数为负的土壤性质对甲磺隆降解起促
进作用 ,偏回归系数为正的意义则相反. 由回归方程
可见 ,土壤 p H 值越高 ,甲磺隆在土壤中的降解半衰
期越长 ,可提取态含量越多 ,结合态含量越少 ;土壤
微生物活性越高 ,土壤中甲磺隆的降解半衰期越短 ,
残留总量及可提取态含量越少 ,但结合态含量却越
多 ;土壤中富啡酸含量越多 ,甲磺隆降解得越快 ,说
明了分布于活性较高的富啡酸有机碳库中的甲磺隆
的生物可利用性也高 ,故分解也快些 ;粘粒含量高的
土壤中 ,甲磺隆的残留总量低.
　　在逐步回归分析中 ,按照所设定的标准 ( а=
0. 05)来引入或剔除变量 ,直到所建立的方程式中个
别自变量对依变量的作用及所有自变量对依变量的
综合作用都显著为止. 未选入方程中的个别自变量
和依变量间并不是就没有关系. 如统计分析表明 ,土
壤 p H 和甲磺隆残留总量间呈正相关 ,与结合态含
量间呈负相关[17 ] .
314 　土壤性质与甲磺隆降解的偏相关分析和通径
分析
　　上述回归分析考察了各个自变量对因变量的作
用 ,这对于了解各个自变量的性质 ,改善和加强其功
能具有重要意义. 但回归分析只说明了自变量对因
变量总体作用效果 ,并不能度量因变量与各个自变
量之间的依赖关系 ,也不能反映各个自变量对因变
量的直接作用或间接作用效果. 而偏相关分析和通
径分析在某种程度上可以弥补回归分析的不足 ,可
提供更多的资料与信息.
　　由偏相关系数表 (表 5) 可见 ,土壤 p H 值、微生
物活性与甲磺隆降解半衰期之间真正的相关性 (偏
相关系数分别是 0. 900、- 0. 805) 要大于全 N 量和
富啡酸碳/ 有机碳与甲磺隆降解半衰期之间的相关
性 (偏相关系数分别为 - 0. 690、- 0. 777) ,表明甲磺
隆在土壤中降解快慢主要依赖于土壤 p H 值及微生
物活性. 而拟合方程 4 中土壤 p H 值、微生物活性、
富啡酸碳/ 有机碳和全 N 量与因变量的偏回归系数
分别是 50. 588、- 0. 106、- 3. 359 和 - 264. 09 ,若以
偏回归系数的大小来确定各自变量与因变量间的相
关性大小 ,显然是不准确的.
表 5 　偏相关系数表
Table 5 Partial correlation coeff icients
pH 微生物生物量碳Microbial biomass C
富啡酸碳/有机碳
Fulvic C/ Total C
粘粒
Clay content
全 N量
Total N
残留总量 - - 0. 753 3 3 - 0. 839 3 3 - 0. 690 3 3 -
Total 　14C2residues
可提取态含量 Extrac2 0. 580 3 3 - 0. 855 3 3 - 0. 744 3 3 - 0. 564 3 -
table 　14C2residues
结合态含量 - 0. 620 3 3 0. 532 3 - - -
Bound　14C2residues
半衰期 0. 900 3 3 - 0. 805 3 3 - 0. 690 3 3 - - 0. 777 3 3
Half life3 P < 0. 05 , 3 3 P < 0. 01.
　　偏相关分析描述了因变量与某一自变量之间的
相关密切程度 ,但不能体现各个自变量对因变量的
间接作用效果. 因此 ,在偏相关分析与回归分析的基
础之上 ,对上述拟合方程进行通径分析 ,进一步研究
因变量与各个自变量之间的数量关系 ,以揭示各个
自变量对因变量的直接作用和间接作用 ,结果见于
表 6～9. 表 6 中给出的是自变量微生物生物量 C
(X9) 、粘粒含量 ( X12) 和富啡酸碳/ 有机碳 ( X4) 对残
留总量通径分析的矩阵表达形式 ,表 7 是变量 p H
(X5) 、微生物生物量 C( X9) 、粘粒含量 ( X12) 及 富啡
酸碳/ 有机碳 (X4) 与可提取态含量间的通径分析结
果 ,表 8 是 p H(X5) 、微生物生物量 C ( X9) 对结合态
含量通径分析结果 ,表 9 为 p H ( X5) 、微生物生物量
28 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
C(X9) 、富啡酸碳/ 有机碳 ( X4) 及全 N 量 ( X10) 对甲
磺隆降解半衰期通径分析结果的矩阵表达形式 ,表
中括号内的数字为直接通径系数 ,其余的数字是间
接通径系数.
　　从分析结果来看 ,各个自变量对因变量的直接
通径系数都比较小 ,但一般比间接通径系数大 ,说明
简单地通过改善或加强某一土壤性质 ,对土壤中甲
磺隆降解起到的促进作用不是很理想的 ,而必须强
调土壤性质之间的配合 ,但自变量对因变量的直接
表 6 　回归方程 1 的通径系数
Table 6 Path coeff icients of equation 1
X9 X12 X4
X9 ( - 0 . 512) - 0. 135 0. 157
X12 - 0. 167 ( - 0 . 414) 0. 003
X4 0. 123 0. 002 ( - 0. 651)
表 7 　回归方程 2 的通径系数
Table 7 Path coeff icients of equation 2
X5 X9 X12 X4
X5 (0. 308) - 0. 011 0. 092 0. 253
X9 0. 006 ( - 0. 588) - 0. 085 0. 111
X12 - 0. 109 - 0. 192 ( - 0. 260) 0. 002
X4 - 0. 169 0. 142 0. 001 ( - 0. 460)
表 8 　回归方程 3 的通径系数
Table 8 Path coeff icients of equation 3
X5 X9
X5 ( - 0. 559) 0. 009
X9 - 0. 011 (0. 444 )
表 9 　回归方程 4 的通径系数
Table 9 Path coeff icients of equation 4
X5 X9 X4 X10
X5 (0. 651) - 0. 008 0. 160 - 0. 112
X9 0. 013 ( - 0. 411) 0. 070 - 0. 195
X4 - 0. 358 0. 099 ( - 0. 292) 0. 051
X10 0. 194 - 0. 213 0. 040 ( - 0. 376)
影响一般还是占主导地位. 在拟合方程 4 中 ,对富啡
酸碳/ 有机碳 (X4) 来讲 ,它在土壤 p H ( X5) 上的间接
通径系数绝对值 (0. 358)要比直接通径系数大 ,表明
土壤中富啡酸碳含量对甲磺隆降解半衰期的影响主
要以间接影响为主 ,也就是说 ,通过降低土壤 p H 值
对促进甲磺隆降解的效果有重要的影响 ,这些信息
就不能从偏相关分析中得到. 另外 ,通径系数也能比
较各个自变量对因变量的影响大小 ,其所表示的含
义与偏相关分析一致. 比如在碱性土壤中 ,土壤 p H
值降低一个标准差时 ,甲磺隆降解半衰期将减少
0. 651个标准差 ;土壤微生物活性提高一个标准差
时 ,甲磺隆降解半衰期将减少 0. 411 个标准差 ;土壤
中富啡酸碳含量或全 N 量增加一个标准差时 ,甲磺
隆降解半衰期将减少 0. 292 或 0. 376 个标准差. 由
此可见 ,土壤中甲磺隆降解半衰期对土壤 p H 值、微
生物活性的敏感程度要大于土壤中富啡酸碳含量或
全 N 量的变化. 国内外有关研究人员在比较土壤含
水量、温度、p H 值和微生物活性等对磺酰脲类除草
剂降解速率影响的培养试验或田间试验中得出的结
论也是如此 ,认为土壤 p H 值、微生物活性是影响其
降解的主要因子[2 ,3 ,7 ,9 ,12～14 ,18 ,20 ,21 ] .
4 　结 　　论
　　土壤 p H 值、微生物活性是甲磺隆降解的主要
影响因素. 土壤 p H 值、微生物活性与甲磺隆降解半
衰期之间的偏相关系数分别达 0. 900、- 0. 805 ,且
甲磺隆的降解半衰期与土壤 p H 值、微生物活性、富
啡酸碳量及全 N 量之间有显著的回归关系. 根据分
析结果来说 ,在施用甲磺隆时 ,最好是以达到除草效
果的最低剂量施用 ,控制好投入量首先就减少了残
留量 ;在碱性土壤中甲磺隆降解半衰期较长 ,而且主
要以阴离子形态存在 ,其潜在的移动性和淋溶性较
强 ,故不仅会对后茬敏感作物产生药害 ,还可能污染
地下水 ,所以碱性土壤中施用甲磺隆应谨慎 ;另外 ,
贫瘠的土壤中施用甲磺隆时应加强改善土壤肥力状
况 ,如增加土壤中富啡酸碳量 (活性有机碳的含量) ,
既能缩短甲磺隆的降解半衰期、减少土壤中甲磺隆
的可提取态含量 ,也能降低其结合态含量. 当然 ,这
只是从土壤性质方面去考虑 ,其它环境因素对于土
壤中甲磺隆降解的影响还有待于进一步研究.
参考文献
1 　Brown HM. 1990. Mode of action , selectivity ,and soil relation of
the sulfonylurea herbicides. Pestic Sci ,29 :263～281
2　Chen Z2Y (陈祖义) , Cheng W (程 　薇) , Cheng B (成 　冰) .
1996. Bound residues of14C2chlorsulfuron in soils and their ecologi2
cal efficiency. J Nanjing A gric U niv (南京农业大学学报) , 19
(2) :78～83 (in Chinese)
3 　Cheng W(程　薇) ,Chen Z2Y(陈祖义) . 1996. Degradation of 14C2
bensulfuron2methyl in waterlogged soil. N uclear Tech (核技术) ,19
(7) :436～438 (in Chinese)
4 　Department of Soil Physics , Institute of Soil Science , Chinese A2
cademy of Sciences. 1978. Methods for Soil Physical Properties.
Beijing :Science Press. 488～492 (in Chinese)
5 　Department of Biology , Institute of Soil Science , Chinese Academy
of Sciences. 1985. Methods for Soil Microbiology. Beijing : Science
Press. 81～83 (in Chinese)
6 　Ismail BS , Kalithasan K. 1997. Mobility of metsulfuron2methyl in
tropical soils. A ust J Soil Res ,35 :1291～1300
7 　James TK , Klaffenbach P , Holland PT , et al . 1995. Degradation of
primisulfuron2methyl and metsulfuron2methyl in soil. Weed Res ,
35 :113～120
8 　Kotoula2Skya E , Eleftherohorinos IG , Gagianas AA , et al . 1993.
Phytotoxicity and persistence of chlorsulfuron , metsulfuron2
methyl , triasulfuron and tribenuron2methyl in three soils. Weed
Res ,33 :355～367
9 　Li YT , Zimmerman WT , Gorman M K , et al . 1999. Aerobic soil
metabolism of metsulfuron2methyl. Pestic Sci ,55 :434～445
10 　Liu Z2J ,Chen D2W ,Jiang M2G , et al . 1993. A study on residue de2
termination and degradation of metsulfuron herbicide in wheat field
soil. J Nanjing A gric U niv (南京农业大学学报) ,16 (2) :96～99
381 期 　　　　　　　　　　汪海珍等 :土壤环境中除草剂甲磺隆降解的研究 I. 土壤性质的影响 　　　　　　　　　
(in Chinese)
11 　Nanjing Agricultural University. 1992. Agricultural Chemical Anal2
ysis of soil. Beijing : Agricultural Press. 29～117 (in Chinese)
12 　Pons N , Barriuso E. 1998. Fate of metsulfuron2methyl in soils in
relation to pedo2climatic conditions. Pestic Sci ,53 :311～323
13 　Sarmah A K , Kookana RS , Alston AM. 1998. Fate and behaviour
of triasulfuron , metsulfuron2methyl ,and chlorsulfuron in the Aus2
tralian soil environment :a review. A ust J A gric Res ,49 :775～790
14 　Shan Z2J (单正军) . 1998. Reviews on the environmental behavior
of chlorsulfuron and its safety to plants. Pestic Sci M an (农药科学
与管理) ,3 :12～14 (in Chinese)
15 　Smith AE. 1986. Persistence of the herbicides 14C chlorsulfuron and
14C metsulfuron methyl in prairie soils under laboratory conditions.
B ull Envi ron Contam Toxicol ,37 :698～704
16 　Wang L2M (王楼明) ,Zhu W2D(朱文达) ,Zhong S2H(仲少华) , et
al . 1995. A study on the residue of sodium 22[ 32( 42methoxy262
methyl21 ,3 ,52triazin222yl) ure idosulphonyl ] benzoate in soil. Pesti2
cide (农药) ,34 (6) :25～26 (in Chinese)
17 　Wang H2Z(汪海珍) ,Xu J2M (徐建民) ,Xie Z2M (谢正苗) ,et al .
2001. Dynamics of residual forms of 14 C2metsulfuron2methyl in soils. Acta Pedol S in (土壤学报) ,38 (4) :547～557 (in Chinese)18 　Wei D2B(魏东斌) , Zhang A2Q (张爱茜) , Han S2K(韩朔睽) , etal . 1999. Advance in sulfonylureas herbicides research. A dv Envi2ron Sci (环境科学进展) ,7 (5) :34～42 (in Chinese)19 　Xiong Y(熊　毅) . 1983. Soil Colloides. Beijing : Science Press . 40～67 (in Chinese)20 　Yao D2R(姚东瑞) ,Chen J (陈 　杰) ,Song X2L (宋小玲) , et al .1998. Study on degradation of chlorsulfuron in gleyed sandy loampaddy soil. R ural Eco2Envi ron (农村生态环境) , 14 (2) : 37～49(in Chinese)21 　Yao D2R(姚东瑞) ,Chen J (陈 　杰) ,Song X2L (宋小玲) , et al .1998. Degradation of chlorsulfuron in three types of soil. Jiangsu JA gric Sci (江苏农业学报) ,14 (4) :215～219 (in Chinese)作者简介 　汪海珍 ,女 ,1975 年生 ,博士 ,研究方向为土壤化学与环境 ,发表论文 10 篇. E2mail :jxu @mail. hz. zj. cn
致　读　者　·　作　者
　　《应用生态学报》系中国科学院沈阳应用生态研究所和中国生态学会主办的国内外公开发行的学术性期
刊 ,科学出版社出版. 国际标准刊号为 ISSN100129332. 专门刊载有关应用生态学 (主要包括森林生态学、农
业生态学、草地牧业生态学、渔业生态学、自然资源生态学、景观生态学、全球生态学、城市生态学、污染生态
学、化学生态学、生态工程学等)的具有创新性的综合性论文、研究报告和研究简报等.
　　本刊创刊于 1990 年 ,现为月刊 ,采用国际标准开本 (210mm ×285mm) ,160 面 ,每期 36 万字. 本刊系中
国自然科学核心期刊 ,曾荣获全国优秀科技期刊和中国科学院优秀期刊称号. 本刊整体质量和水平已达到相
当高度 ,在国内外应用生态学界的影响日益扩大.《中国科学引文索引》、《中国生物学文摘》、美国《生物学文
摘》(BA) 、美国《化学文摘》(CA) 、英国《生态学文摘》( EA) 、日本《科学技术文献速报》(CBST)和俄罗斯《文摘
杂志》(РЖ)等数十种权威检索刊物均收录本刊的论文摘要 (中英文) .
　　据悉 ,您们正在从事有关生态与环境科学研究项目 (如国家基础科学人才培养基金项目、国家杰出青年
科学基金项目、国家自然科学基金重大和重点项目、国家攀登计划项目、国家“863”和“973”计划项目、国家重
点科技攻关项目、“百人计划”项目、“长江学者计划”项目和国际合作研究项目等) ,并有望取得重大研究成果
和产生一系列创新论文 ,本刊编辑同仁热切希望您及您的同行们充分利用这一科学园地 ,竭诚为您们提供优
质跟踪服务 ,本刊将及时发表您们的创新成果论文 (或以特刊、专刊及增刊等形式发表 ,或以专刊形式发表优
秀英文创新论文) . 我们相信这一承诺一定能得到您们的积极响应 ,愿我们迎着新世纪的曙光 ,为应用生态学
的发展协同奋进 !
　　我们的目的 :
　　　读者 ———广泛订阅这一优秀期刊
　　　作者 ———充分利用这一科学园地
　　　编者 ———精心编制这一信息精品
《应用生态学报》编辑部
48 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷