全 文 ：第 25 卷第 12 期
2005 年 12 月
生　　态　　学　　报
A CTA ECOLO G ICA S IN ICA
V o l. 25,N o. 12
D ec. , 2005
农田生态系统中除草剂阿特拉津的
环境行为及其模型研究进展
邓建才, 蒋　新3 , 王代长, 卢　信, 郜红建, 王　芳
(中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室　210008)
基金项目: 国家杰出青年基金资助项目 (40325001) ; 国家重点基础研究发展规划 (973)资助项目 (2002CB410805)
收稿日期: 2004206227; 修订日期: 2005205212
作者简介: 邓建才 (1974～ ) , 男, 博士生, 主要从事土壤环境化学与污染控制技术研究. E2m ail: so ilchem @ issas. ac. cn3 通讯作者A uther fo r co rrespondence. E2m ail: jiangxin@ issas. ac. cn
Foundation item: Ch inese N ational O utstanding Youth Fund (N o. 40325001) ; N ational Basic Research and D evelopm ent P rogram of Ch ina (N o.
2002CB410805)
Rece ived date: 2004206227; Accepted date: 2005205212
Biography: D EN G J ian2Cai, Ph. D. candidate, m ain ly engaged in so il environm ental chem istry and contro lling po llu tan t techniques. E2m ail:
so ilchem @ issas. ac. cn
摘要: 阿特拉津是世界范围内广泛使用的除草剂, 在曾经使用阿特拉津的国家的地下水、河流和湖泊中已经检测到阿特拉津的
残留, 长期暴露在该有机污染物的环境中, 势必对动物的生殖与繁衍及人体的健康产生不良影响。介绍了阿特拉津国内外的研
究情况, 着重评述了阿特拉津的吸附机制与影响因素、化学降解、生物降解、生态毒理学评价以及模型对其环境行为的描述, 目
的旨在帮助理解田间阿特拉津迁移机制及其如何污染地下水。农田生态系统中阿特拉津的迁移规律决定其环境行为, 它是进行
环境和健康风险评价的基础, 目前应用较多的迁移模型是经典的对流2扩散方程, 该模型已广泛运用于水2土系统中化学物质的
迁移, 且室内模拟的实验结果能较好解释田间现象, 因此, 开展阿特拉津在稳定流场饱和ö非饱和室内土柱中的混合置换实验及
批量平衡吸附实验, 可获得反映阿特拉津迁移的穿透曲线特性及阿特拉津吸附性能的分配系数, 结合数学模型拟合阿特拉津在
土壤中非平衡迁移曲线, 用拟合参数预测不同深度土壤中阿特拉津浓度变化和累积淋溶量动态规律, 应该是今后研究工作的重
点。
关键词: 农田生态系统; 阿特拉津; 吸附机制; 化学降解; 生物降解; 模型拟合
文章编号: 100020933 (2005) 1223359209　中图分类号: S181　文献标识码: A
Research advance of env ironm en ta l fa te of herb ic ide a traz ine and m odel f itt ing
in farm land ecosystem
D EN G J ian2Cai, J IAN G X in3 , W AN G D ai2Zhang, LU X in, GAO Hong2J ian, W AN G Fang　 (S ta te K ey
L abora tory of S oil and S usta inable A g ricu ltu re, Institu te of S oil S cience, Ch inese A cad emy of S ciences, N anj iang 210008, Ch ina). A cta Ecolog ica
S in ica , 2005, 25 (12) : 3359～ 3367.
Abstract: Among the po stem ergen t herb icides, a trazine (22ch lo ro242ethylam ino262isop ropylam ino21, 3, 52s2t riazine) is the mo st
common ly app lied w o rldw ide to con tro l b roadleaf and grassy w eeds on bo th agricu ltu ral and non2agricu ltu ral land. It is,
unfo rtunately, a lso very w idely detected in su rface w ater, subsu rface w ater, and groundw ater in the coun tries w here it has
been used. D ue to long2term and ch ron ic expo su re to groundw ater supp lies, the p resence of atrazine in groundw ater underlying
agricu ltu ral regions causes the po ten tia l an im al rep roductive and hum an health p rob lem s. T h is paper in troduces advances in the
dom estic and in ternat ional u se of atrazine. It a lso p rovides a key review concern ing atrazine’s abso rp t ive m echan ism and
influen tia l facto rs (such as pH , so il o rgan ic m atter, temperatu re, agricu ltu ral m anagem en t p ract ice, etc. ) , its chem ical and
b io logical degradat ion, its eco2tox ico logical assessm en t, and its clo seness of fit w ith the CXT F IT m athem atical model. T he
p rim ary ob ject ives fo r in troducing p rogress in atrazine research are tw o fo ld. F irst, an evaluat ion of the po ten tia l fo r atrazine to
con tam inate groundw ater requ ires an understanding of transpo rt m echan ism s that occu r in the field, and second an
understanding of the behavio r of atrazine is requ ired fo r the evaluat ion of environm en tal and health risk s.
　　A nalyt ical so lu t ions to the classical convection2dispersion equation (CD E) , o r alternat ive equations, have been w idely used
as models of chem ical transpo rt in the so il2w ater system. A lthough such models are lim ited to steady2sta te w ater flow
condit ions in homogeneous so ils, they are especially usefu l fo r in terp ret ing labo rato ry experim en ts. In fact, valuab le
info rm ation has been gained th rough their u se. T ranspo rt regu lat ion also governs the environm en tal behavio r of atrazine in a
farm land eco system. Physical and chem ical nonequ ilib rium condit ions can accelerate con tam inan t transpo rt and have impo rtan t
consequences on the fate of atrazine. U nder steady2sta te and satu rated o r unsatu rated flow rate condit ions, m iscib le
disp lacem en t experim en ts and equ ilib rium adso rp t ion batch experim en ts in a so il co lum n indoo rs can be conducted to acqu ire
b reak th rough cu rves (BTC s) that reflect the characterist ics of atriazine transpo rt and to dep ict the part it ion ing coefficien t of
atrazine adso rp t ion to a so il. A lso app licat ion of a m athem atical model to atrazine transpo rt in the farm land eco system s’ so ils
can be used to fit nonequ ilib rium BTC s in o rder to acqu ire atrazine’s quan tita t ive cogn it ion of the transpo rt m echan ism. T hen
param eters that the m athem atical model sim u lates can be app lied to p redict the concen trat ion variab ility and determ ine the
amoun t of atrazine leached at differen t dep th s of the farm land eco system s’ so ils. T h is shou ld be key to fu tu re research w o rk.
Key words: farm land eco system; atrazine; abso rp t ive m echan ism; chem ical degradat ion; b io logical degradat ion; model fit t ing
　　阿特拉津 (22氯242乙胺基262异丙氨基21, 3, 5, 2三氮苯) , 又名莠去津, 分子式: C8H 14C lN 5, 分子量为 215. 69, 结构式为:
N
N N
C2H 5N H
C l
N HCH (CH 3) 2
　　纯品为无色晶体, 熔点 173℃～ 175℃, 蒸汽压 410×10- 5 Pa (20℃) , 在水中的溶解度 33m g·L - 1 (25℃) , 正戊烷中为 360
m g·L - 1, 二乙醚中为 2000 m g·L - 1, 醋酸乙酯中为 28000 m g·L - 1, 甲醇中为 18000 m g·L - 1, 氯仿中为 52000 m g·L - 1 [1 ]。在
微酸及微碱介质中较稳定, 在较高温度下能被较强的酸和较强的碱水解。阿特拉津是在 1952 年由 Geigy 化学公司开发的一种
除草剂, 1958 年申请瑞士专利, 1959 年投入商业生产[2 ]。阿特拉津是选择性内吸传导型苗前、苗后除草剂, 适用于玉米、高粱、果
园和林地等, 可防除 1 年生禾本科杂草和阔叶杂草, 对某些多年生杂草也有一定的抑制作用。目前已在世界各国得到了大面积
的推广使用。在美国阿特拉津被列为使用最广泛的除草剂之一, 每年喷洒 4×108 kg [3 ], 占其除草剂使用量的 60% [4 ]。阿特拉津
于 1965 年作为农药登录日本, 现在日本每年的生产量为 1175×106 kg。我国从 20 世纪 80 年代初, 开始在华北和东北地区的玉
米田广泛使用阿特拉津[5, 6 ] , 近年来使用面积不断扩大, 1996 年阿特拉津全年的使用量为 118×106 kg, 1998 年为 2113×106 kg,
1999 年为 21205×106 kg, 2000 年为 21835×106 kg [7 ] , 每年用量平均以 20% 的速度递增。
然而近年来, 在曾经使用过阿特拉津的国家的地下水、河流和湖泊中已经检测到阿特拉津残留[8～ 10 ]。残留在土壤中的阿特
拉津通过地表径流和淋溶渗漏等途径进入地表水和地下水, 从而对水生生态环境构成威胁[11 ]。在我国北方地区, 地下水是主要
的饮用水源, 这个问题就显得更为重要。美国制定的一级饮用水规程中将阿特拉津列为有害公众健康的污染物, 并限定一级饮
用水中阿特拉津最大标准含量为 310Λg·L - 1 [12 ]。加拿大饮用水中规定阿特拉津及其代谢产物的历史最大接受浓度为 510Λg·
L - 1。欧共体已经将阿特拉津作为饮用水检测指标之一, 并规定其在饮用水中的含量不超过 011Λg·L - 1 [13, 14 ]。我国卫生部于
1996 年批准的阿特拉津最大残留量标准 (GB 1632321996) 中规定其在玉米、甘蔗中的含量≤0105m g·kg- 1; 另外, 还规定阿特
拉津在地表水É、Ê、Ë 类水域中的特定项目标准值为 310Λg·L - 1 (GH ZB121999)。
阿特拉津使用的主要环境问题是其在土壤中的残留期长, 容易对后茬敏感的作物 (如小麦、大豆、水稻等)产生药害。土壤中
残留的阿特拉津还具有淋溶性, 易被雨水、灌溉水淋溶至较深土层, 或是随地表径流进入河流、湖泊, 对地下水和地表水造成污
染[15, 16 ]。因此, 研究阿特拉津的迁移、转化以及在土壤中的持留等行为具有重要的环境意义。本文将对阿特拉津在农田生态系
统中发生的一系列物理、化学和生物反应等方面进行评述。
1　农田土壤中阿特拉津的吸附
　　阿特拉津进入土壤后出现的吸附过程直接影响其在吸附态和溶解态之间的分配。吸附与溶解平衡体系中的阿特拉津因其
在土壤溶液中浓度的减少, 吸附态阿特拉津将部分解吸。可见, 土壤中阿特拉津的吸附与解吸行为是支配其生物有效性和持久
性的重要因素之一[17, 18 ]。在大多数情况下, 土壤的有机、无机组分都能吸附除草剂。两者对除草剂吸附的相对重要性取决于这
些组分的含量、分布和性质以及除草剂本身的化学性质等。在土壤无机胶体中, 蒙脱石广泛存在于农田土壤中, 且具有较大的比
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表面积和较高的吸附容量, 对阿特拉津具有最强的吸附能力。阿特拉津在不同粒度的土壤蒙脱石上的吸附常数 Kf 值的范围在
0101 和 1334 之间, 其变化规律是随颗粒表面电荷密度的增加而减小。研究表明, 粘土颗粒表面的有机包裹物在粘土对阿特拉
津产生亲合力的贡献中占 68% [19～ 21 ]。
由于土壤胶体成分差异, 阿特拉津在土壤中的吸附机理是非常复杂的。在一般情况下, 阿特拉津与土壤有机、无机胶体间存
在着离子键、氢键、电荷转移、共价键、范德华力、配体交换、疏水吸附和分配、电荷2偶极和偶极2偶极等作用力。由于化合物和土
壤的性质不同, 其吸附机制亦不同[18 ]。许多学者应用X 射线衍射图谱、红外光谱、电子自旋共振谱、荧光光谱、同步扫描荧光光
谱、高分辨率核磁共振谱和穆斯堡尔谱以及放射性同位素标记化合物等技术探明[22～ 26 ]: 在溶液中呈阳离子态或可接受质子的
阿特拉津, 一般可通过离子键机制吸附 (图 1a) ; 在土壤中部分非离子极性的阿特拉津可与土壤有机质或腐植酸类物质形成氢
键而被吸附 (图 1b) ; 腐殖酸中的对苯二醌也有能力从非离子或非极性的阿特拉津的氨基或苯环的N 上吸收电子形成电荷转移
配位 (图 1c) , 此种吸附机制仅存在于土壤腐殖酸上[23, 27～ 29 ]。在吸附剂的一定部位通过范德华力实现吸附, 其作用力随着阿特拉
津分子和离吸附剂表面距离的减小而增大。阿特拉津在铁氧化物表面的吸附机理仍知之甚少[30 ] , 但Bonneau 等人认为, 在 pH
< 8 的土壤中, 铁氧化物只能吸附带负电的化合物, 因为土壤溶液的 pH 值低于铁氧化物的等电点 (pH 8～ 9) , 而使氧化铁的胶
体带正电荷[31 ]。当前, 对阿特拉津的吸附机制仍存在较大分歧[32, 33 ]。阿特拉津在土壤胶体上的吸附过程, 往往是多种机制共同
作用的结果, 只不过是其中一种作用力起着支配地位而已。
杨炜春等人研究了纯粘土矿上阿特拉津的吸附情况, 结果发现, 在不对粘土矿作任何处理的条件下, 其表面吸附阿特拉津
的量只有 010043Λmo l·g- 1 [24 ]。可见, 粘土矿对阿特拉津的吸附较弱。阿特拉津在土壤中的吸附主要取决于有机质含量。但在
农田土壤环境中, 阿特拉津吸附是非平衡的[34～ 36 ]。这种吸附非平衡可能出现在阿特拉津的迁移期间。当阿特拉津很快地通过土
壤单元时, 吸附还来不及达到平衡就迁移出去, 或者土壤对阿特拉津的吸附作用非常强时, 溶液中的阿特拉津迁移不足以补充
土壤吸附的量, 这两种情况都会使阿特拉津总是处于一种非平衡的吸附状态。因此, 吸附的非平衡是影响阿特拉津在土壤中迁
移的重要因素。阿特拉津非平衡吸附既有物理的, 也有化学的。物理的非平衡吸附主要是土壤中径流的变化; 化学的非平衡吸附
则主要涉及到阿特拉津在土壤有机质中的吸附。
阿特拉津的吸附除了受到土壤胶体组分、土壤溶液 pH、有机质含量和农业管理实践的影响外[37～ 39 ] , 温度和表面活性剂对
阿特拉津的吸附也有较大的影响。溶液中的阿特拉津被吸附到土壤胶体上引起的熵变要比从溶液中发生缩合反应所需要的热
量大, 因而与温度有很大的关系。在慢吸附阶段, 阿特拉津在土壤有机物结构孔间扩散是一个活化过程, 可以用A rrhen iu s 方程
表示对温度的依赖关系。在快吸附阶段, 阿特拉津在短时间内吸附焓近似为零。因此, 阿特拉津从溶液到土壤相快速的迁移被认
为是未活化的, 并与焓变无关。
较低浓度的表面活性剂可以显著地改变土壤物理和化学性质, 从而影响除草剂在土壤中的吸附行为。这种影响是双向的,
因为吸附的表面活性剂能增加阿特拉津对土壤的亲合力, 液相中的表面活性剂则可增加阿特拉津对溶液的亲合力, 这时表面活
性剂的净影响取决于是吸附增加占优势还是溶解增加占优势[18, 21 ]。
2　农田土壤中阿特拉津的转化
　　阿特拉津的结构较稳定, 降解速度缓慢, 其在土壤中的残留半衰期为 28～ 440d。阿特拉津在环境中分布广泛, 目前, 世界上
许多国家和地区的地表水或地下水中已检测出阿特拉津及其降解产物。阿特拉津在土壤中的转化有化学作用, 也有生物作用。
试验表明, 在弱碱性土壤中阿特拉津主要以生物转化方式为主; 在强酸性土壤中, 主要以化学降解为主; 在弱酸性土壤中, 同时
存在微生物降解和化学降解[40 ] , 土壤中阿特拉津转化降解的最终产物为二氧化碳和氮氧化物。
2. 1　土壤中阿特拉津的化学降解
2. 1. 1　阿特拉津的水解反应　水解反应是许多农药化合物降解的主要步骤。一些农药的水解反应是非生物性的, 并由于土壤
的吸附催化作用, 水解反应有时在土壤系统中比在相应的无土的水系统中要快。资料表明[41 ] , 水解反应对土壤中阿特拉津的降
解起着重要作用, 这些资料是以灭菌的土壤系统和未灭菌的土壤系统, 有土系统和无土系统, 土壤性质和土壤与溶液的比率对
水解影响的评价以及模拟土壤系统中的水解机制研究为基础。根据土壤性质和吸附特点,A rm strong 等人[42, 43 ]提出了阿特拉津
吸附催化水解模式 (图 2)。
土壤的 pH 值对阿特拉津在土壤中的水解过程有着强烈的影响, 而土壤中有机质的存在则增强了这种影响[44 ]。在实验室,
25℃和pH 5～ 9 时, 阿特拉津可能稳定 30d 而浓度没有变化[45 ]。25℃和pH 4 条件下阿特拉津的半衰期为 244d, 然而添加 2% 腐
殖酸可将半衰期降至 1173d [46 ] , 表明阿特拉津可能受到催化。也有报道说在pH 值 219、415、610 和 710 时, 添加 5m g·L - 1的富
里酸, 阿特拉津的半衰期分别为 3418、174、398 和 742d。阿特拉津水解产物为 22羟基阿特拉津。
2. 1. 2　阿特拉津的光化学降解　阿特拉津吸收光能后可进行光解作用。阿特拉津吸收的光能可通过各种方式释放出来, 其中
能量释放的一种方式是化学反应, 在光化学反应的初始阶段, 常常伴随着化学键高度松动、分裂成游离基[47 ] , 光化学反应可能
163312 期 邓建才　等: 农田生态系统中除草剂阿特拉津的环境行为及其模型研究进展 　
是异构化作用、取代作用的结果。阿特拉津对光化学的敏感性表明, 光解反应在降解土壤中的阿特拉津方面有着潜在的重要性,
也是决定其在土壤中残留期长短的最重要的因素之一[48 ]。
用紫外光照射阿特拉津可引起其对紫外光吸收的改变; 化合物颜色从白色变成浅灰色。用远紫外光引起的变化最大。在滤
纸上阿特拉津化合物光解有类似的结果。研究土壤中阿特拉津的光解主要在于如何排除吸附、挥发、物理化学降解或生物降解
等因子的影响[1, 41, 49 ]。紫外光光解与太阳光照射实验的结果有同样的规律性, 即酸性和碱性土壤均有促进阿特拉津在土壤中光
解的作用。在中性左右的土壤中阿特拉津的光解速率会有一个最小值。H + 和OH - 离子对阿特拉津的光解产生了一种催化作
用。土壤中腐殖酸和表面活性剂的存在均会增加阿特拉津的光解速率, 二者对土壤中阿特拉津的光解催化机理完全不同, 前者
主要表现为表面吸附效应, 后者则表现为溶解效应。这 2 种化合物同时存在对土壤中阿特拉津光解的加速作用比它们单独存在
时要大, 但比它们单独存在时光解效果的线性加和要小[50 ]。实验表明: 阿特拉津降解反应所需活的化能为 216×4. 18kJ·
mo l- 1, 当反应体系中存在光催化剂 T iO 2、ZnO 或 Fe2O 3 时, 由于这些催化剂能降低反应活化能, 阿特拉津的光降解速率加快,
环境中的母体化合物消解速度加快[51 ]。
图 1　土壤中阿特拉津的吸附机制
F ig. 1　T he adso rp tive m echanism of atrazine in so il
2. 2　土壤中阿特拉津的生物降解
2. 2. 1　阿特拉津的微生物降解　阿特拉津在世界范围内已经
使用了近 50a, 其在环境中的行为也引起广泛重视。因此, 研究这
种除草剂的生物降解机理十分必要。虽然自 1982 年以来先后在
诺卡氏菌属 (N ocard ia)、红球菌属 (R hod ococcus)、不动杆菌属
(A cinetobacter)、土壤杆菌属 (A g robacterium ) 和假单胞菌属
(P seud om onas) 等多个细菌属中分离到降解阿特拉津的菌株, 但
直到 20 世纪 90 年代中期, 对这一生物降解过程所涉及到的基
因、酶和中间代谢物仍知之甚少。自 1995 年W ackett 实验室从
施用过阿特拉津的土壤中分离到假单胞菌AD P 菌株以后, 阿特
拉津的生物降解机理研究获得了迅速发展。此后, 又从根瘤菌属
(R h iz obium ) 以及棍状杆菌属 (C lav ibacter ) 和产碱杆菌属
(A lca lig ens)等多个细菌属和真菌属中分离到降解阿特拉津的
细菌菌种[52 ]。
　　栖息于土壤的微生物在阿特拉津生物转化方面发挥了重要
作用。微生物参与阿特拉津的分解, 使阿特拉津发生羟基化、脱
氯、脱氨基作用, 形成去乙氨基阿特拉津 (D EA )、去异丙氨基阿
特拉津 (D IA )、羟基化阿特拉津 (HA )、脱乙氨基羟基化阿特拉津
(D EHA )、去异丙氨基羟基化阿特拉津 (D IHA ) 和脱乙氨基去异
丙氨基羟基化阿特拉津等一系列阿特拉津的衍生物[53, 54 ]。
　　土壤微生物对阿特拉津的分解能消除其残留, 减少对生态环境的影响。微生物对阿特拉津降解的实质是酶促反应。现已证
明假单胞菌AD P 降解阿特拉津的前 3 步反应需要 3 种酶[55 ]: 阿特拉津氯水解酶 (A tzA ) , 催化阿特拉津水解脱氯反应, 产生羟
基阿特拉津; 羟基阿特拉津乙氨基水解酶 (A tzB ) , 催化羟基阿特拉津脱酰氨基反应, 产生N 2异丙基氰尿酰胺和N 2异丙基氰尿
酰胺异丙基氨基水解酶 (A tzC) , 转化N 2异丙基氰尿酰胺, 生成氰尿酸和异丙胺。编码这 3 种酶的基因已被分离并测定了核苷酸
序列。de Souza 等[56 ]通过对添加和不添加阿特拉津的菌株质粒分析, 细菌杂交和质粒结合转移试验表明A tzA、B 和C 基因可能
位于 96kb 的接合性质粒上, 这是一种普遍现象。de Souza 等[57 ]用 PCR 扩增技术, 以假单胞菌AD P 菌株的A tzA、B 和C 基因的
两端序列为引物, 以另外几种降解阿特拉津的细菌的DNA 为模板, 合成出了与A tzA、B 和 C 基因同源的DNA 序列, DNA 序
列分析结果表明, 来自不同菌株的A tzB 基因其序列完全相同, 而这些菌株的A tzA 基因的同源性为 99%～ 9913% , A tzC 基因
的同源性为 9918%～ 100% , 表明阿特拉津降解基因是高度保守的。N agy 等[58 ]发现红球菌N I86ö21 中的细胞色素 P2450 系统
在阿特拉津的降解过程中起重要作用, 并认为N I86ö21 的基因 thcB 编码细胞色素 P2450 酶。阿特拉津降解酶有的是微生物固
有的, 有的是变异产生的, 降解酶往往比产生这类酶的微生物菌体更能忍受异常环境条件, 并且酶的降解效果远胜于微生物本
身, 特别是对低浓度阿特拉津。因此, 利用降解酶是净化阿特拉津残留的有效手段。
　　影响阿特拉津微生物降解的主要条件是温度、微生物菌属、土壤含水分量和有机物含量等因素。温度通过调节微生物的活
性来影响阿特拉津的降解速率。土壤水中的有机碳浓度能影响微生物的生长, 有机碳的浓度越高, 则残留的除草剂阿特拉津的
降解越快。土壤含水量适度的增加也能使微生物的生长加快, 从而加快阿特拉津的降解速率。在阿特拉津的微生物降解过程中,
2633　 生　态　学　报 25 卷
图 2　土壤中阿特拉津的吸附2催化水解[42, 43 ]
F ig. 2 　 T he adso rp tion and catalysis hydro lysisof atrazine in
so il[42, 43 ]
微生物数量的多少从本质上决定了阿特拉津被降解的程度和速
率, 反过来, 长期施用阿特拉津能影响土壤微生物枢系结构和土
壤功能[59 ]。
2. 2. 2　阿特拉津在植物体内转化　植物可以通过根系和叶表
面吸收阿特拉津。阿特拉津在植物体内发生的基本降解反应是
其与谷光甘肽作用生成可溶于水的结合体。在高粱的叶片中, 在
7h 内就有 62% 被吸收的阿特拉津转化为溶于水的 s2(42乙胺基2
62异丙氨基222均三氮苯) 谷光甘肽和 Χ2L 2谷酰基2s2(42乙酰基2
62异丙氨基222均三氮苯) 2L 2半光氨酸[60 ]。在高粱根部施用阿特
拉津 20d 后, 在高粱体内发现了另外几种可溶于水的由谷光甘
肽和 Χ2L 2谷酰基半光氨酸与阿特拉津的结合体所形成的代谢
物, Χ2L 2谷酰基半光氨酸的结合体是直接由谷光甘肽和阿特拉
津的结合体在植物体内生成的, 而不是由于 Χ2L 2谷酰基半光氨
酸和阿特拉津缩合的结果。谷光甘肽或 Χ2谷酰基半光氨酸的残
基对阿特拉津中氯原子的取代也可发生在甘蔗植株中。已经确
定, 玉米、高粱、甘蔗、宿根高粱等作物体内的谷光甘肽2s2转移酶
能使阿特拉津在这些作物体内失去活性, 从而使这些作物不致于遭受伤害。该酶能对还原的谷光甘肽与有机卤代化合物生成的
结合体起催化作用。这种酶的活性是阿特拉津在高等植物体内解毒和选择性作用的主要因素。但阿特拉津也可以使水稻、大豆
等作物致毒, 机理是通过阻挡植物光合体系Ê 中的电子的转移, 这种阻挡导致叶绿素破坏、碳水化合物合成的受阻、碳源的还原
以及细胞中CO 2 的产生。
3　阿特拉津的生态毒理学
　　阿特拉津对水体中的低等动物毒性极大[61 ]。当阿特拉津的浓度为 015～ 2 m g·L - 1时, 能使水底节肢动物的数量减少一半,
长期接触阿特拉津的雌雄黑鲈鱼体内酮丁糖和求偶激素雌二醇浓度增加, 但蜻蜓和鞘翅目的幼虫数量却增加了一倍。由于水体
中阿特拉津直接的毒性作用或对食物链的破坏, 从而对所有的水生植物产生不良影响。阿特拉津对绿藻生长的影响表现为阻碍
绿藻细胞数量的增加, 其作用机理与阿特拉津对水稻等作物的致毒机理相似[62～ 64 ]。土壤中的阿特拉津能刺激黄曲霉、托姆青
霉、蠕形青霉的繁殖, 对土壤中微生物产生毒害作用, 显著降低土壤微生物生物量碳的含量[65～ 67 ]。
长期接触阿特拉津会导致动物早期卵巢癌和乳腺癌的发生[46, 68 ]。每天强制给出生 46～ 48d 后的小鼠喂食浓度为 50 m g·
kg- 1体重的阿特拉津的试验表明, 小鼠体内睾丸激素的浓度显著下降大约 50% , 阿特拉津能抑制睾丸激素的产生, 但小鼠体内
羟基胆固醇的存在能减轻甚至阻止阿特拉津对睾丸激素的抑制作用, 目前, 仍然不清楚阿特拉津对睾丸激素的作用机理[69 ]。也
有人将蝌蚪放在含有不同浓度阿特拉津的水中, 结果发现, 011Λg·L - 1的阿特拉津水溶液就能导致青蛙产生雌雄同体现象, 研
究者们还将雄性青蛙放在浓度为 25Λg·L - 1的阿特拉津水中观察, 青蛙体内睾丸激素的浓度显著下降[70, 71 ]。当把在含有度阿特
拉津的淡水中喂养的大麻哈鱼转移到与淡水中含相同阿特拉津浓度的海水中时, 大麻哈鱼能降低了在海水中生存的能力[72 ]。
据报道[73 ], 阿特拉津可能对人体具有致癌性, 长期接触阿特拉津会导致乳腺癌和卵巢癌的发生, 也可能造成人类心血管系统发
生问题和再生繁殖困难。因此, 阿特拉津已被列为环境荷尔蒙的可疑物质。
4　农田土壤中阿特拉津的迁移
　　农田土壤中有机污染物的迁移过程是极其复杂的。国外学者进行大量的室内和田间试验, 一致认为室内混合置换实验获得
的穿透曲线能表征有机污染物浓度随时间变化的特征[74, 75 ]。阿特拉津在迁移过程中出现的非平衡性归因于受时间限制的能延
缓土壤中阿特拉津迁移的物理、化学过程[76 ]。物理非平衡过程是指存在于大孔隙动态水和微孔隙静态水间的受扩散控制的溶
质质量传递。通常情况下, 土壤中吸附或非吸附的溶质都受到物理非平衡性的影响, 尤其是在结构发育良好的土壤中, 物理非平
衡性表现更为明显。化学非平衡过程指的是土壤中吸附物和吸附剂间或吸附剂间的限速反应和物质扩散[77 ]。相对物理非平衡
而言, 只有被土壤吸附的溶质才受到化学非平衡的影响[75 ]。吸附是一个快速的受熵驱动的过程[78 ] , 而土壤中有机污染物在迁移
过程中出现的吸附过程既有快速平衡, 也有受时间制约的慢吸附平衡[79 ]。
国外学者运用数学模型对室内土壤中阿特拉津的迁移进行研究[75, 80, 81 ]。Gam erdinger 等人采用两点ö两区模型来描述物理
或化学非平衡过程所造成的阿特拉津迁移穿透曲线的不对称性即曲线拖尾现象。结果表明, 拟合的阿特拉津迁移的穿透曲线与
测定的穿透曲线间呈现出良好的相关性, 两点ö两区模型的应用提供了区分阿特拉津迁移过程的机会, 但当土壤环境中阿特拉
津的迁移受到物理与化学非平衡共同作用时, 两点ö两区模型不能区分任何一个非平衡过程[73 ]。Zhang 等人应用 L att ice
363312 期 邓建才　等: 农田生态系统中除草剂阿特拉津的环境行为及其模型研究进展 　
Bo ltzm ann M odel(LBM )模型拟合室内土柱中阿特拉津迁移得到的结果基本与运用两点非平衡模型拟合的结果具有良好的比
较性[82 ]。在两点非平衡模型的基础上,Am acher 等人提出了化学非平衡多级反应模型 (M RM ) [83 ] , Selim 等人则提出化学非平
衡的二阶模型 (SOM ) [84 ]。M a 等人运用M RM 和 SOM 拟合预测土柱中阿特拉津的迁移。结果发现, SOM 对土壤中阿特拉津持
留和迁移描述的精度高于M RM 描述的精度, 此外, 集成了两区物理非平衡模型 (M IM )的 SOM 复合模型能显著提高对实验土
柱中阿特拉津迁移的预测能力, 而M IM 与M RM 集成的复合模型不能提高阿特拉津的预测精度[85 ]。Chen 等人对 Χ2分布位点
模型 (GS)、两点一阶吸附模型 (T SFO )和两点球面扩散模型 (T SSD )拟合土壤中阿特拉津迁移的灵活性进行了比较[73 ]。结果表
明, 模型预测阿特拉津的灵活性是 GS> T SSD > T SFO。因为 GS 模型假设存在非平衡吸附位点的连续体, 不受吸附平衡时间影
响的 GS 模型表征了大范围的涉及整个吸附过程的吸附位点的变化情况; T SSD 和 T SFO 模型皆用 F reundlich 吸附等温线描述
平衡吸附位点的吸附过程, 前者把吸附过程想象为发生在吸附区域的扩散过程, 后者则认为是一阶质量传递过程[86 ]。
利用数学模型对阿特拉津迁移过程进行模拟时, 需要确定其迁移参数。参数确定成了阿特拉津在多孔介质中迁移研究的一
个极其重要和屡待解决的问题。土壤物理与化学界许多科学家已投入大量精力, 寻求描述有机污染物在多孔介质中迁移模型参
数的确定方法。总的来说, 有机污染物迁移参数的确定方法可分为两大类: 一类是直接测定法, 另一类是间接确定法。间接确定
法有最小二乘法、矢量法以及极大值法, 这类方法存在收敛性和参数唯一性问题; 直接方法一般所采用数学模型, 在稳定或非稳
定条件下测定溶质浓度的时空变化, 来获取其迁移参数。而有机污染物饱和度分布的测定技术成为目前多相流室内模拟研究的
最大障碍, 由于缺乏定量化的实验数据, 使得数学模型的验证缺少可靠的依据, 在一定程度上限制了模型研究的发展[87, 88 ]。当
前人们运用宏观数学方法研究土壤污染状况, 深入开展污染物在土壤环境中反应过程的微观机理研究, 建立正确的多相流流动
特性参数模型。由于受到参数尺度效应的影响, 对于在描述污染物的弥散过程时, 许多复杂的天然多孔介质可能不存在所谓的
典型单元体, 因此, 必须从随机模型的角度出发来研究有机污染物在农田土壤中的迁移过程, 同时为实验室确定参数提供简洁
的手段。
A zevedo 等人在田间条件下研究了冲积土和砂土中阿特拉津的迁移[89 ]。研究结果表明: 冲积土壤的物理性质不利于阿特拉
津向深土层迁移, 但高强度灌溉可使阿特拉津迁移到深土层。对砂土而言, 由于阿特拉津施入土壤几天后遭遇强降雨事件, 土壤
中阿特拉津有明显移动, 高强度灌溉也可使砂土中阿特拉津向深土层迁移。在冲积土和砂土中都没有发现阿特拉津的残留积
累, 但最高浓度总出面在 2 种土壤的表土层 (0～ 10cm )。Khakural 等人运用L each ing E stim ation and Chem istryM odel2pest icide
(L EA CH P) 模型对 2 种不同耕作制度下的 3 种土壤中阿特拉津的迁移进行模拟, 结果表明[90 ]: 对于不同耕作制度和所有的采
样时期,L EA CH P 能精确地预测 3 种土壤中阿特拉津峰浓度出现的深度。L EA CH P 能较合理地预测阿特拉津在砂壤土剖面中
迁移的深度和浓度。对粉砂壤土和粘壤土而言, 在相对干旱的年份,L EA CH P 能较合理地预测阿特拉津在土壤剖面中迁移的深
度和浓度; 在相对湿润的年份, 尤其是当阿特拉津迁移深度超过 45cm 后,L EA CH P 不准确地预测土壤剖面中阿特拉津的浓度。
因此, 在使用L EA CH P 时, 应该意识到模型的不足, 特别是将在结构发育良好的土壤上, 又加上有利于产生优势流的气候条件,
L EA CH P 预测的结果存在较大的误差。A zevedo 等人运用Roo t Zone W ater Q uality M odel(R ZWQM )预测不同耕作制度下土
壤剖面中阿特拉津的浓度分布, 并用最大误差 (M E) 和决定系数 (CD ) 两个统计参数作为模型预测能力的评价指标[91 ]。结果表
明, R ZWQM 模型能正确预测阿特拉津在土壤剖面中的渗透深度, 并且预测与测定的阿特拉津浓度在同一个数量级范围内。然
而, 预测值与观测值之间存在显著差异, 尤其是在作物生长后期, 模型过高估计了土壤剖面中阿特拉津的浓度。此外, R ZWQM
模型不能显示不同耕作对阿特拉津浓度在土壤剖面内分布影响。因此, 运用R ZWQM 预测亚表层土壤中阿特拉津的迁移时, 要
考虑大孔隙流、标化分配系数 Koc 的变异、阿特拉津半衰期随深度的变化以及施用阿特拉津后土壤表面截留等因素的影响。可
见, 开发能模拟农田生态系统中化学物质迁移的数学模型, 需要考虑每天最低和最高土温、风速、接受的太阳短波辐射量、蒸发
和相对湿度等气象资料; 土壤剖面内每层土壤类型、容重、孔隙度、土壤含水量、水力参数、机械组成及土壤质地等土壤基本物理
性质资料; 除草剂半衰期、溶解度、蒸汽压和标化分配系数 Koc 等除草剂参数以及除草剂的施用方式、施用量和有效成份等参
数; 耕作次数及对应日期、有效耕作深度和强度等耕作管理参数。
5　展望
　　农田土壤中阿特拉津的迁移规律决定其环境行为。阿特拉津迁移的穿透曲线或混合置换实验中流出液的浓度随时间的变
化是研究农田土壤中有机污染物迁移的常用表征方法。研究农田土壤中非反应物质 (如3H 2O、C l- 或B r- )的迁移能为阿特拉津
在土壤中的迁移模拟提供物理参数。预报阿特拉津流出物在土壤剖面中潜在的迁移性及其去向, 必须了解其在农田土壤中的反
应和迁移规律, 在确保地下水质不受到污染的条件下, 获得最大的农业经济效益。因此, 阿特拉津在多孔介质中的迁移规律研究
应受到广泛的重视。
　　目前研究阿特拉津在土壤中的迁移的对象主要是施入土壤中的阿特拉津, 但阿特拉津迁移转化的中间产物可能与母体化
合物有着截然不同的性质和结构 (可能更具毒性或稳定性) , 且阿特拉津在酸性和碱性条件下的转化产物并不一样。在以后对阿
4633　 生　态　学　报 25 卷
特拉津的研究中, 应把阿特拉津转化的中间产物作为其迁移转化的参数来考虑。
　　随着Q SA R (Q uan tita t ive Structu re2A ctivity R elat ionsh ip, 定量结构2活性相关, 是研究化合物分子信息指数、理化参数与
其在特定介质或生物所表现的效应的相关性方法) 的应用与发展, 将有可能对阿特拉津在土壤中的行为与其结构参数 (如亲脂
性指数、电子参数、空间参数、量子化学参数等)建立某种关系, 并对 s2三嗪类其他化合物的迁移行为进行类推、预测。但这方面
的工作尚有待完善。
　　数学模型的重要性在于能为阿特拉津污染提供风险评价与权衡治理措施。至今, 人们已开发了多种能表征和预测污染物对
土壤及地下水污染特征的数学模型, 但模型能完全得到田间试验检验的却很少。因此, 还应在以下方面进行探索: (1) 现有模型
通常都假设土壤和地下水在空间上是均匀的, 这与实际不符。应弄清楚土壤微观介质和微观界面结构中的非均匀相、非线性过
程。(2)土壤本身是由土壤固体、土壤溶液和土壤空气组成的, 并且上与大气、下与地下水相连, 构成完整的多介质环境。因此, 必
须考虑土壤中污染物在 3 相之间的交换问题。但目前还缺少描述污染物在多介质中环境行为的系统模型。(3)考虑如何建立一
个评价体系来比较现有的各种模型在实际多孔介质中的模拟能力。
References:
[ 1 ]　T he herb icide group of p lan t ho rmone L abo rato ry of the institu te of p lan t physio logy. D eg rad a tion of herbicid e. Shanghai: Peop le P ress,
1974. 113～ 138.
[ 2 ]　So lom an K R , Baker D B, R ichards R P. Eco logical risk assessm ent of atrazine in N o rth Am erican surface w aters. E nv ironm en ta l
T ox icology Chem istry , 1996, 15: 31～ 34.
[ 3 ]　Ravanel P, L iégeo is M H , Chevallier D , et a l. So il th in2layer ch rom atography and pesticide mobility th rough so il m icro structures: N ew
technical app roach. J . Ch rom atog rap hy A , 1999, 864: 145～ 154.
[ 4 ]　Gruessner B, W atzin M C. Partterns of herb icide contam ination in selected by V ermont Stream s detected by enzym e imm unoassay and gas
ch rom atographyöm ass spectrom etry. E nv iron. S ci. T ech. , 1995, 29 (11) : 2806～ 2813.
[ 5 ]　Shen J Z, L iu Y L. Studies on the residual dynam ics of atrazine in so il w hen app lied along and in m ix tures. W eed S cience, 1992, 6 (4) :
7～ 11.
[ 6 ]　Ye C M , L ei Z F, Gong A J , et a l. A nalysis of atrazine p roduction p roducing w aste w ater risk to seedling stage rice. E nv ironm en ta l
S cience, 1999, 20 (3) : 82～ 84.
[ 7 ]　B intein S, D evillers J. Evaluating the environm ental fate of atrazine in F rance. Chem osp here, 1996, 32 (12) : 2441～ 2456.
[ 8 ]　Susan K N , Sadegh iA M , Sh irmohamm adiA , et a l. A trazine distribu tion m easured in so il and leachate fo llow ing infiltrat ion condit ions.
Chem osp here, 2004, 54: 489～ 496.
[ 9 ]　B iradar D P, Raybum A L. Ch romo som al dam age induced by herb icide contam ination at concentrations observed in public w ater supp lies.
J . E nv iron. Q ual. , 1995, 24: 1222～ 1225.
[ 10 ]　R itter W F, Scarbo rough R W , Ch irnside A E M. Contam ination of groundw ater by triazine, m eto lach lo r and alach lo r. J . Contam inan t
H y d rology , 1994, 15: 73～ 92.
[11 ]　Sh ip italo M J , Ow ens L B. A trazine, deeth latrazine, and deisop ropylatrazine in surface runoff from conservation tilled w atersheds.
E nv iron. S ci. T ech. , 2003, 37 (5) : 944～ 950.
[ 12 ]　U S Environm ental P ro tection A gency, N ational survey of pesticides in drink ing w ater w ells, phase Ê repo rt, EPA 570ö92912020,
N ational T echnical Info rm ation Service, Sp ringfield, VA , 1992.
[ 13 ]　EU Council. Imp lem entation of the Comm unity Strategy fo r Endocrine D isrup ters. COM 262, 2001.
[ 14 ]　N ogueira J M F, Sandra T , Sandra P. M ultiresidue screen ing of neu tral pesticides in w ater samp les by h igh perfo rm ance liqu id
ch rom atography2electro sp ray m ass spectrom etry. A naly tica Ch im ica A cta, 2004, 505: 209～ 215.
[ 15 ]　Beltuck D A. Groundw ater contam ination by atrazine and its m etabo lites. J . A CS S ymp. S er. , 1991, 459: 254～ 273.
[ 16 ]　Buster H R. A trazine and o ther s2t riazine herb icides in lakes and rains in Sm ith land. E nv iron. S ci. T echnol. , 1990, 24: 1049～ 1058.
[ 17 ]　A ltfelder S, Streck T , M araqa M A , et a l. N onequilib rium so rp tion of dim ethylpathalate- compatib ility of batch and co lum n techniques.
S oil S ci. S oc. A m. J . , 2001, 65 (1) : 102～ 111.
[ 18 ]　Ye C M. Study on adsop tion behavio r of herb icides in so ils. T echn iques and E nv ironm en t f or E nv ironm en ta l p ollu tion Con trol, 2002, 3
(5) : 1～ 6.
[ 19 ]　L aird D A , Barriuso E, Dow dy R H , et a l. A dso rp tion of atrazine on sm ectites. S oil S ci. S oc. A m. J . , 1992, 56: 62～ 67.
[ 20 ]　Sp rague L A , H erm an J S, Ho rnberger GM , et a l. A trazine adso rp tion and co llo id2facilitated transpo rt th rough the unsaturated zone. J .
E nv iron. Q ual. , 2000, 29: 1632～ 1641.
[ 21 ]　Sheng G Y, W ang X R , W u S N , et a l. Enhanced so rp tion of o rgan ic contam inants by sm ectite so ils modified w ith a cation ic surfactan t.
J . E nv iron. Q ual. , 1998, 27: 806～ 814.
[ 22 ]　H ayesM H B. A dso rp tion of atrazine herb icides on so il o rgan ic m atter, including a sho rt review on so il o rgan ic m atter chem istry. J . R es.
R ev. , 1970, 32: 131～ 174.
[ 23 ]　Senesi N. B inding m echanism s of pesticides to so il hum ic substances. S ci. T ota l. E nv iron. , 1992, 123ö124: 63～ 76.
[ 24 ]　P icco lo A , Conte P, Scheunert I, et a l. A trazine in teractions w ith so il hum ic substances of differen t mo lecu lar structure. J . E nv iron.
Q ual. , 1998, 27: 1324～ 1333.
[ 25 ]　W ang Z, Gam ble D S, L angfo rd C H. In teraction of atrazine w ith L auren tian fu lvic acid: B inding and hydro lysis. A naly tica Ch im ica
A cta, 1990, 232: 181～ 188.
[ 26 ]　W ang Z, Gam ble D S, L angfo rd C H. In teraction of atrazine w ith L auren tian hum ic acid. A naly tica Ch im ica A cta, 1991, 244: 135～ 143.
[ 27 ]　P icco lo A , Celano G, D e Simone C. In teractions of atrazine w ith hum ic substances of differen t o rigins and their hydro lysed p roducts.
S ci. T ota l. E nv iron. , 1992, 117ö118: 403～ 412.
[ 28 ]　Kulikova N A , Perm inova IV. B inding of atrazine to hum ic substances from so il, peat and coal related to their structure. E nv iron. S ci.
563312 期 邓建才　等: 农田生态系统中除草剂阿特拉津的环境行为及其模型研究进展 　
T echnol. , 2002, 36 (17) : 3720～ 3724.
[29 ]　L o iseau L , Barriuso E. Characterization of atrazine’s bound (nonextractab le) residues using fractionation techniques fo r so il o rgan ic
m atter. E nv iron. S ci. T echnol. , 2002, 36 (4) : 683～ 689.
[ 30 ]　M o reau2Kervévan C, M oL uvet C. A dso rp tion and deso rp tion of atrazine, deethylatrazine, and hydroxyatrazine by so il components. J .
E nv iron. Q ual. , 1998, 27: 46～ 53.
[ 31 ]　Bonneau M , Souch ier B. Pédo logie. 22Constituan ts et p rop riétés d u sol. Ed. M asson, Paris, M ilan, Barcelone, 1994.
[ 32 ]　Gam ble D S, L angfo rd C H , W ebster G R B. In teractions of pesticides and m etal ions w ith so ils: U nifying concep ts. J . R ev. E nv iron.
Contam. T ox icol. , 1994, 135: 63～ 91.
[ 33 ]　P icco lo A. In teractions betw een o rganic po llu tan ts and hum ic substances in the environm ent. In: Senesi N , M iano T M , eds. H um ic
substances in the g loba l env ironm en t and imp lica tions on hum an hea lth. E lsevier Science, A nsterdam , 1994. 961～ 979.
[ 34 ]　M iller SM , Sw eet C W , D eP in to J V , et a l. A trazine and nutrien ts in p recip itat ion: resu lts from the L ake M ich igan m ass balance study.
Environ. S ci. T echnol. , 2000, 34 (1) : 55～ 61.
[ 35 ]　Pedit JA , M iller CT. Comm ent on a distribu ted reactivity model fo r so rp tion by so ils and sedim ents　4. In trapart icle heterogeneity and
phase2distribu tion relat ionsh ip s under nonequilib rium condit ions. E nv iron. S ci. T echnol. , 1996, 30 (10) : 3128～ 3139.
[ 36 ]　H eather M L esan, A lok Bhandari. A trazine so rp tion on surface so ils: t im e2dependent phase distribu tion and apparen t deso rp tion
hysteresis. W ater R esearch , 2003, 37: 1644～ 1654
[ 37 ]　Ye C M. Influence of agricu ltu ral m anagem ent p ractice on herb icides behavio r in so il environm ent. T echn iques and E nv ironm en t f or
E nv ironm en ta l P ollu tion Con trol, 2001, 2 (1) : 3～ 8.
[ 38 ]　Pantone D J , Po tter K N , To rbert H A , et a l. A trazine lo ss in runoff from no2t illage and ch isel2t illage system s on a Houston black clay
so il. J . E nv iron. Q ual. , 1996, 25: 572～ 577.
[ 39 ]　L iu Z, C lay S A , C lay S S, et a l. Ammonia impacts on atrazine leach ing th rough undistu rbed so il co lum ns. J . E nv iron. Q ual. , 1995,
24: 1170～ 1173.
[ 40 ]　Q iao X W , M a L P. Residual analysis of atrazine and its m etabo lites in so ils w ith h igh2perfo rm ance liqu id ch rom atography (H PL C) and
gas ch rom atographyöm ass spectrom etry (GCöM S). J . Ch rom atog rap hy A , 1995, 13 (3) : 170～ 173.
[ 41 ]　W ang X R. E nv ironm en ta l chem istry. N anjiang: N anjing U niversty P ress, 1993. 244～ 261.
[ 42 ]　A rm strong D E, Chesters G, H arris R F. A trazine hydro lysis in so il. S oil S ci. S oc. P roc. J . , 1967, 31: 61～ 66.
[ 43 ]　A rm strong D E, Chesters G. A dso rp tion catalyzed chem ical hydro lysis of atrazine. E nv iron. S ci. T echnol. , 1968, 2: 683～ 689.
[ 44 ]　Ye C M , L ei Z F, W ang X J , et a l. M ultim edia environm ental behavio r of herb icide atrazine. E nv ironm en ta l S cience, 2001, 22 (2) : 69～
73.
[ 45 ]　C iba2Geigy Co rpo ration. E nv ironm en ta l f a te ref erence d a ta sou rce bood f or a traz ine. Greensbo ro N C, U S A , 1994.
[ 46 ]　L i G C, Geo rge T , Felbeck J R. A trazine hydro lysis as catalyzed by hum ic acids. S oil S ci. , 1972, 114 (3) : 201～ 209.
[ 47 ]　Chatterjee D , M ahata A. Evidence of superox ide radical fo rm ation in the pho todegradation of pesticide on the dye modified T iO 2 surface
using visib le ligh t. J. P hotochem istry and P hotobiology A : Chem istry , 2004, 165: 19～ 23.
[ 48 ]　Chen Z M. A comparative study of th in film pho todegradative rates fo r 35 pesticides. A cta S cien tiae C ircum stan tiae, 1985, 5 (1) : 70～
81.
[ 49 ]　L ackhoff M , N iessner R. Pho tocatalytic atrazine degradation by synthetic m inerals, atmo spheric aero so ls, and so il part icles. E nv iron.
S ci. T echnol. , 2002, 36 (24) : 5342～ 5347.
[ 50 ]　Pelizzett i E, M inero C, Carlin V. Po to induced degradation of atrazine over differen t m etal ox ides. J . Can. Chem. , 1993, 17 (4) : 315～
319.
[ 51 ]　Parra S, Stanca S E, Guasaquillo I, et a l. Pho tocatalytic degradation of atrazine using suspended and suppo rted T iO 2. A pp lied Cata ly sis
B : E nv ironm en ta l, 2004, 51: 107～ 116.
[ 52 ]　Seybo ld C A , M ersie W , M cN am ee C. A naerobic degradation of atrazine and m eto lach lo r and m etabo lite fo rm ation in w etland so il and
w ater m icroco sm s. J . E nv iron. Q ual. , 2001, 30 (3) : 1271～ 1277.
[ 53 ]　Gho sh P K, Ph ilip L. A trazine degradation in anaerob ic environm ent by a m ixed m icrob ial conso rtium. W ater R esearch , 2004, 38: 2277
～ 2284.
[ 54 ]　Singh N , M egharajM , Kookana R S, et a l. A trazine and sim azine degradation in P enn isetum rh iz osp here. Chem osp here, 2004, 56: 257
～ 263.
[ 55 ]　M andelbaum R T , A llan D L , W ackett L P. Iso lation and characterization of a P seud om onas sp. that m ineralizes the s2t riazine herb icide
atrazine. J . A pp l. E v iron. M icrobiol. , 1995, 61 (4) : 1451～ 1457.
[ 56 ]　de SouzaM L , W ackett L P, Sadow skyM J. T he atzABC genes ecoding atrazine catabo lism are located on a self2t ransm issib le p lasm id in
P seud om onas sp. Strain AD P J . A pp l. E v iron. M icrobiol. , 1998, 64 (5) : 1033～ 1036.
[ 57 ]　de Souza M L , Seffern ick J , M artinez B, et a l. T he atrazine catabo lism genes atrzABC are w idesp read and h igh ly conserved. J .
B acteriol. , 1998, 180: 1951～ 1954.
[ 58 ]　N agy I, Comperno lle F, Ghys K, et a l. A single cytoch rom e P2450system is invo lved in degradation of herb icide EPTC (s2ethyl dip ropyl
th iocarbam ate) and atrazine by R hod ococcus sp. Strain N I86ö21. J . A pp l. E v iron. M icrobiol. , 1995, 61 (5) : 2056～ 2060.
[ 59 ]　Seghers D , V erthéK, Reheul D , et a l. Effect of long2term herb icide app lications on the bacterial comm unity structure and function in an
agricu ltu ral so il. F em s M icrobiology E cology , 2003, 46: 139～ 146.
[ 60 ]　L amoureux G L , Sh im abukuro R H , Sw anson H R , et a l. M etabo lism of 22ch lo ro242ethylam ino262isop ropylam ino2s2t riazine (atrazine) in
excised so rghum leaf sections. J . A g r. F ood Chem. , 1970, 18 (1) : 81～ 86.
[ 61 ]　Phyu Y L , W arne M St J , L im R P. Toxicity and bioavailab ility of atrazine and mo linate to the freshw ater sh rimp ( Paratya
australiensis) under labo rato ry and sim ulated field condit ions. E cotox icology and E nv ironm en ta l S af ety , 2005, 60: 113～ 122.
[ 62 ]　L eboulanger C, R im et F, L aco tte M H , et a l. Effect of atrazine and nico su lfuron on freshw ater m icroalgae. J . E nv ironm en t
In terna tiona l, 2001, 26: 131～ 135.
[ 63 ]　W einer J A , D eL o renzo M E, Fulton M H. Relationsh ip betw een up take capacity and differen tial tox icity of the herb icide atrazine in
selected m icroalgal species. A qua tic T ox icology , 2004, 68: 121～ 128.
[ 64 ]　Do rigo U , Bourrain X, Bérard A , et a l. Seasonal changes in the sensit ivity of river m icroalgae to atrazine and isop ro turon along a
6633　 生　态　学　报 25 卷
contam ination gradien t. S ci. T ota l E nv iron. , 2004, 318: 101～ 114.
[ 65 ]　Bérard A , Do rigo U , M ercier I, et a l. Comparison of the eco tox ico logical impact of the triazines Irgaro l 1051 and atrazine on m icroalgal
cu ltu res and natural m icroalgal comm unities in L ake Geneva. Chem osp here, 2003, 53: 935～ 944.
[ 66 ]　O kam ura H , A oyam a I, T akam i T , et a l. Phyto tox icity of the new antifou ling compound Irgaro l 1051 and a new degradation p roduct. J .
M ar. P ollu t. B u ll. , 2000, 40: 754～ 763
[ 67 ]　H anson M L , So lomon K R. N ew technique fo r estim ating th resho lds of tox icity in eco logical risk assessm ent. E nv iron. S ci. T ech. ,
2002, 36 (15) : 3257～ 3264.
[ 68 ]　W etzel L T , L uempert Ë L G, B reckenridge C B, et a l. Ch ronic effects of atrazine on estrus and m amm ary tumo r fo rm ation in fem ale
Sp rague2D aw ley and F isher 344 rats. J . T ox icol. E nv iron. H ealth , 1994, 43 (2) : 169～ 182.
[ 69 ]　F rendm ann A S. A trazine inh ib it ion of testo sterone p roduction in rat m ales fo llow ing peripubertal expo sure. J . R ep rod uctive T ox icology ,
2002, 16: 275～ 279.
[ 70 ]　D alton R. F rogs put in the gender b lender by Am erica’s favourite herb icides. N atu re, 2002, 416 (6882) : 665～ 666.
[ 71 ]　H ayes T B, Co llins A , L ee M , et a l. H erm aph rodit ic, dem asculin ixed frogs after expoure to the herb icide atrazine at low eco logyically
relevan t do ses. P roc. N atl. A cad. S ci. U SA , 2002, 99: 5476～ 5480.
[ 72 ]　W aring C P, M oo re A. T he effect of atrazine on A tlan tic salmon (Salmo salar) smo lts in fresh w ater and after sea w ater transfer.
A qua tic T ox icology , 2004, 66: 93～ 104.
[ 73 ]　Donna A , Betta P G, Robutt i F, et a l. O varian m eso thelial tumo rs and herb icides: A case2contro l study. J . Carcinog enesis, 1984, 5
(7) : 941～ 945.
[ 74 ]　Chen W , W agenet R J. D escrip tion of atrazine transpo rt in so il w ith heterogeneous nonequilib rium so rp tion. S oil S ci. S oc. A m. J . ,
1997, 61: 360～ 371.
[ 75 ]　Gaber H M , Inskeep W P, Com fo rt S D , et a l. N onequilib rium transpo rt of atrazine th rough large in tact so il co res S oil S ci. S oc. A m.
J . , 1995, 59: 60～ 67.
[ 76 ]　Skopp J. A nalysis of t im e2dependent chem ical p rocesses in so ils. J . E nv iron. Q ual. , 1986, 15 (3) : 205～ 213.
[ 77 ]　B russeau M L , Rao P S C. T he influence of so rbate2o rganic m atter in teractions on so rp tion nonequilib rium. Chem osp here, 1989, 18:
1869～ 1706.
[ 78 ]　M ingelgrin U , Gerstl Z. Reevaluation of po rtion ing as a m echanism of nonion ic chem icals adso rp tion in so ils. J . E nv iron. Q ual. , 1983,
12 (1) : 1～ 11.
[ 79 ]　Karickhoff S W , M o rris K R. So rp tion dynam ics of hydrophobic po llu tan ts in sedim en suspensions. E nv ironm en ta l. T ox icology
Chem istry , 1985, 4: 469～ 479.
[ 80 ]　Gam erdinger A P, W agenet R J , Genuch ten M T h. A pp lication of two2siteötwo2region models fo r studying sim ultaneous nonequilib rium
transpo rt anddegradation of pesticides. S oil S ci. S oc. A m. J. , 1990, 54: 957～ 963.
[ 81 ]　Streck B A , Po letika N N , JuryW A , et a l. D escrip tion of sim azine transpo rt w ith rate2lim ited, two2step, linear and nonlinear so rp tion.
W ater R esou r. R es. , 1995, 31: 811～ 822.
[ 82 ]　Zhang X X, Ren L. L att ice Bo ltzm ann model fo r agrochem ical transpo rt in so ils. J . Contam inan t H y d rology , 2003, 67: 27～ 42.
[ 83 ]　Am acher M C, Selim H M , Iskandar I K. Kinetics of ch rom ium (V I) and cadm ium reten tion in so ils: A nonlinear m ultireaction model.
S oil S ci. S oc. A m. J . , 1988, 52: 398～ 408.
[ 84 ]　Selim H M , Am acher M C. A second2o rder k inetic app roach fo r modeling so lu te reten tion and transpo rt in so ils. W ater R esou r. R es. ,
1988, 24: 2061～ 2075.
[ 85 ]　M a L W , Selim H M. Evaluation of nonequilib rium models fo r p redicting atrazine transpo rt in so ils. S oil S ci. S oc. A m. J . , 1997, 61:
1299～ 1307.
[ 86 ]　van Genuch ten M T h, W agenet R J. Two2siteötwo2region models fo r pesticide transpo rt and degration: T heo retical developm ent and
analytical so lu tions. S oil S ci. S oc. A m. J . , 1989, 51: 1303～ 1310.
[ 87 ]　Xue Q , L iang B, L iu X L. P rogress on o rganic contam inant transpo rt and transfo rm in so il. S oil and E nv ironm en ta l S ciences, 2002, 11
(1) : 90～ 93.
[ 88 ]　Xu J, D ai S G, L iu G L. Research advances in transpo rt models of chem ical contam inants in so il and groundw ater. S oil and
E nv ironm en ta l S ciences, 2002, 11 (3) : 299～ 302.
[ 89 ]　A zevedo A S, kanw ar R S, Pereira L S. A trazine transpo rt in irrigated heavy2 and coarse2 tex tured so ils, Part I: field studies. A g ric.
E ng ng. R es. , 2000, 76: 165～ 174.
[ 90 ]　Khakural B R , Robert P C, Ko sk inen W C, et a l. T est of the L EA CH P model fo r p redicting atrazine movem ent in th reeM inneso ta so ils.
J . E nv iron. Q ual. , 1995, 24: 644～ 655.
[ 91 ]　A zevedo A S, kanw ar R S, Singh P, et a l. Sim ulating atrazine transpo rt using Roo t Zone W ater Q uality M odel fo r Iow a so il p rofiles. J .
E nv iron. Q ual. , 1997, 26: 153～ 164.
参考文献:
[ 1 ]　上海植物生理研究所植物激素室除草组. 除草剂的降解. 上海: 人民出版社, 1974. 113～ 138.
[ 5 ]　申继忠, 刘伊玲. 莠去津在单用和混用条件下土壤中残留规律的研究. 杂草学报, 1992, 6 (4) : 7～ 11.
[ 6 ]　叶常明, 雷志芳, 弓爱君, 等. 阿特拉津生产废水排放对水稻危害的风险分析. 环境科学, 1999, 20 (3) : 82～ 84
[ 18 ]　叶常明. 除草剂在土壤中的吸附行为研究. 环境污染治理技术与设备, 2002, 3 (5) : 1～ 6.
[ 37 ]　叶常明. 农业管理实践对除草剂环境行为的影响. 环境污染治理技术与设备, 2001, 2 (1) : 3～ 8.
[ 40 ]　乔雄梧, 马利平. 土壤中残留的阿特拉津及其代谢产物的市郊液相色谱和气2质谱联用分析. 色谱, 1995, 13 (3) : 170～ 173.
[ 41 ]　王晓蓉. 环境化学. 南京: 南京大学出版社, 1993. 244～ 261.
[ 44 ]　叶常明, 雷志芳, 王杏君, 等. 除草剂阿特拉津的多介质环境行为. 环境科学, 2001, 22 (2) : 69～ 73
[ 48 ]　陈宗懋. 35 种化学农药光解速率的比较研究. 环境科学学报, 1985, 5 (1) : 70～ 81.
[ 87 ]　薛强, 梁冰, 刘晓丽. 有机污染物在土壤中迁移转化的研究进展. 土壤与环境, 2002, 11 (1) : 90～ 93.
[ 88 ]　徐建, 戴树桂, 刘广良. 土壤和地下水中污染物迁移模型研究进展. 土壤与环境, 2002, 11 (3) : 299～ 302.
763312 期 邓建才　等: 农田生态系统中除草剂阿特拉津的环境行为及其模型研究进展