《切好蛋糕 共同富裕》教学反思

李琼

今天上了第四课第二节《切好蛋糕 共同富裕》，上完总体感觉不太满意。

一、存在问题及表现

学生层面。

课前复习，问“现阶段我国的基本经济制度”，连叫了四名学生都不知道答案，竟然还有两名学生不知道我的问题是什么。说明学生课后没有复习，上课心不在焉，不能认真听课。

根据四环教学的要求，设有自学讨论环节。但是学生的讨论进程慢、效果差。说明学生根本不懂讨论的要领，加上平时训练较少，缺乏一定的讨论经验及理论基础。

教师层面

整个上课的模式有四环教学的环节，但是比较生硬，有点为了四环而四环的感觉。

在上课时知识的处理方式不太恰当。基础展示部分内容较为简单，学生很容易作答，因此展示时没有必要详细讲解。但是我却用了一定的时间再处理。同时对于共同富裕的处理太早、太简单。设有拓展提升部分，专门让学生讨论如何理解共同富裕，但是实际上却是一笔带过了。

板书书写不合理。因为在幻灯片中有“我的知识网络图”，学生观看抄写即可。而我却用了较多的时间讲解，还重新在黑板上书写。其实，直接在黑板上写上本节课的知识点，学生在结合幻灯片理解，

效果应该会更好。

一节课好像教师比学生忙，教师讲得比较多，而学生动的少，不能充分调动学生的学习积极性。

二、措施

针对上述问题，我在今后的工作中要做到：认真备课，充分考虑学生可能存在的问题以及上课过程中可能会出现的状况。深挖教材，灵活处理教材，尽可能用最恰当的方式在最恰当的时间展现给学生。努力学习，提高自己的知识水平，增强课堂驾驭能力。加强对学生学后复习的督促和检查，确保学习质量。

第二篇：李琼

磺酰脲类农药降解的研究进展

李琼

湖南工程学院 化学化工学院 化学工程与工艺0901 200906010115

[摘要]：磺酰脲类除草剂是一类高效、低毒和高选择性的除草剂, 此类除草剂能有效地防除阔叶杂草, 其中有些品种对禾本科杂草也有抑制作用。由于该类除草剂易残留药害及容易对地表水造成污染, 因而其在环境中的持久性和环境安全性备受人们关注。本文综述了磺酰脲类除草剂在土壤中降解途径及影响降解磺酰脲除草剂的因子，以及磺酰脲类除草剂降解的研究现状,提出了降解领域的发展趋势和有待解决的问题。

[关键词]：磺酰脲类除草剂；作用机理；微生物降解；

Research Progress of Degradation of the

Sulfonylurea Herbicides

Li Qiong

Hunan Institute of Engineering College of chemistry and chemical engineering chemical

engineering and technology0901 200906010115

Abstract: Sulfonylurea herbicides are a kind of high efficiency, low toxicity and good crop selective herbicides, such herbicides can be used to control of broadleaf weeds effectively, some varieties even can inhibit grass weeds efficiently. Because of this class herbicides’residual toxicity to crop rotation and also to surface water, thus people should pay more attention to their persistence and environmental safety. This paper analyzed in detail the biodegradation pathway of sulfonylurea herbicides and the factors that affect biodegradation. The current study progress the sulfonylurea herbicides biodegradation was alsosummarized. Thetrend of degradation of sulfonylurea herbicides by microorganisms and problems to be solved were also put forward.

Keywords: Sulfonylurea herbicides, The mode of action, Microbial degradation

1. 前言

磺酰脲类除草剂是目前世界上最大的一类除草剂。自美国杜邦公司的G.Levitt首先报告此类化合物具有除草活性, 并于19xx年首次开发出麦田除草剂氯磺隆

( chlorsulfuron) ,从而使杂草的防除进入超高效时代以来, 现已发展成为除草剂中的一类品种。磺酰脲类化合物因用量低、对哺乳动物低毒及使用后易降解等特点, 已发展成为

世界上最大的一类除草剂。它的使用大大降低了农药使用对环境的影响, 迅速在国际上掀起一股热潮。由于其广谱性,并可用于禾谷类作物、大豆以及非农作物的除草, 使用剂量非常低( 2～75 g/hm2),对哺乳动物的急慢性毒性很低( 大鼠经口急性毒性LD50大于4000 mg/kg),对非靶标生物没有生物富集现象, 在土壤中可被生物和化学降解, 半衰期1～8周[1]。超高效磺酰脲类除草剂是乙酰乳酸合成酶( ALS) 抑制剂, 它阻碍支链氨基酸-缬氨酸、亮氨酸、异亮氨酸的生物合成, 从而抑制细胞分离和生长而达到杀草的目的

[2,12]。进入环境中磺酰脲类化合物经植物代谢降解和化学水解及微生物降解而消失,其中微生物代谢在磺酰脲类除草剂的降解中起着重要作用。

2. 磺酰脲除草剂的降解途径

国内外研究表明磺酰脲类除草剂在水及土壤中的降解方式主要有两种:;1）非酶化学水解;2）醇解反应；3) 微生物分解降解而光解和挥发很少,目前的研究中发现,只有嘧黄隆在水溶液中迅速光解而消失。

2.1 磺酰脲除草剂的光解作用

磺酰脲除草剂的光解主要指水溶性光分解作用。郎印海等[17]在有石英盖的密闭容器内进行磺酰脲除草剂的光解试验, 用容器盖下的灯泡提供光照, 14d后用二氯甲烷提取分析发现, 光照处理的溶液中仅有10%-20%放射性除草剂被提取, 除草剂的降解半衰期为1-3d, 而未光照处理的溶液约90%有可被提取, 说明除草剂能够快速光解。程慕如等[3] 研究3种磺酰脲除草剂放置20d对稗草的抑制率表明, 室外光照和黑暗条件下氯嚓磺隆的抑制率分别为70.25和74.1%, 吡嘧磺隆的为50.9%和57.5%, 氯磺隆的为56%和69.5%, 表明3种除草剂水溶液均发了光解作用, 即对稗草的抑制作用下降, 置于室外阳光下明显高于黑暗条件下的药液除草活性。磺酰脲除草剂的光分解主要发生在土壤表层, 而在较深土层中几乎不发生。

2.2 微生物降解

微生物在磺酰脲类除草剂的降解过程中起了重要作用，在碱性土壤中则更为重要。这种重要作用是由微生物的特点决定的。首先，微生物具有氧化还原作用、脱羧作用、脱氨作用、水解作用等各种化学作用能力，能量利用率极高。其次，微生物还具有高速度的繁殖和遗传变异性，使它的酶体系能够以最快的速度适应外界环境的变化，且代谢具有多样性。再次，微生物具有种类多、分布广、个体小、繁殖快、比表面积大、容易

变异等特点，在环境中存在的各种天然物质，特别是有机化合物，几乎都可以找到使之生物降解的微生物。

有关磺酰脲类除草剂在土壤中的微生物降解国内外已有报道。张韩杰等[15]采用高效液相色谱放射示踪技术，结合生物测定方法，对氯磺隆在土壤中的降解进行研究，发现用环氧乙烷或γ射线辐射消毒后，土壤中氯磺隆的降解速率显著降低，经土壤微生物的重新移植可使降解速率恢复。这表明，土壤微生物在氯磺隆的降解中起着重要作用。氯磺隆施用后，青霉和曲霉的数量显著增加，而根霉菌数量减少。已经证明，土壤微生物也对醚苯磺隆的降解起作用，微生物降解是醚苯磺隆在土壤中消失的主要原因。Salardi Cristina等[23]研究发现在通氧的条件下接种微生物，可迅速有效地去除土壤中的苄嘧磺隆。刘辉等[4]用生物测定方法研究氯磺隆在灭菌土壤、未灭菌土壤以及灭菌后接种青霉菌的土壤中的残留动态。结果表明，氯磺隆在灭菌后接种青霉菌的土壤中降解速度最快，在未灭菌土壤中降解速度次之，在灭菌土壤中降解速度最慢，这些结果说明土壤中的微生物对氯磺隆的降解起着重要作用。

2.3 磺酰脲除草剂化学水解

化学水解是除草剂降解的主要途径, 指磺酰脲键桥断裂生成相应的磺胺及杂环型的胺类化合物, 且不同除草剂的化学水解路径不同。Schneiders G.E.等研究认为Rimusulfuron水解是磺酰脲键桥缩短, 而噻酚磺隆水解则是断裂磺酞脉键桥和在三嗪环甲氧基功能团上发生脱甲基反应〔40〕。磺酰脲除草剂化学水解与土壤温度、和Ph土壤含水量密切相关。Oppong F.K.等研究表明, 30℃ 时醚苯磺隆降解半衰期为11-13d,10 ℃时为30-79d 30℃时降解速率高于10℃时降解速率；田间持水量分别为25%和75%时醚苯磺隆的降解速率分别为87.5%和97.5%, 表明随土壤湿度增加而除草剂降解速率变大, 但湿度比温度对降解速率的影响小[8,18].Haria Braschi等研究则发现, 在pH2-9范围内醚苯磺隆的水解符合假一级反应方程, pH为酸性时水解快, pH为中性或碱性时水解则较慢[11]。

3. 影响因子

众多研究表明,磺酰脲类除草剂在土壤中降解速度主要决定于土壤pH、土壤类型、温度及湿度等环境因子,此外化合物本身的结构决定着其降解速度。

3.1 土壤pH

磺酰脲类除草剂在土壤中的移动、下移深度和速度直接和土壤类型性质有关, 一般有机质含量和粘粒含量高的重土壤, 吸附较强, 相对移动就慢,有机质含量和粘粒含量低的

轻土壤, 尤其是砂土壤, 吸附较弱, 相对移动就快, 下移就深。土壤深度越深, 微生物数量越少, 生物降解速度越慢。磺酰脲类除草剂在土壤中以两种形态存在, 而且随pH的的高低而变化, 磺酰脲类除草剂在酸性土壤中以中性态存在, 此时易被土壤吸附而不易移动,反而易被水解; 在碱性土壤中以水溶性强的离子状态存在, 此时很易解吸, 进入水相移动。

磺酰脲类除草剂在土壤中的降解速度随基质pH的降低而加快。pH对其降解速度的影响主要是pH影响着该类除草剂的降解方式。pH可直接影响微生物群落种类及微生物数量等, 从而对微生物的降解能力产生影响; 而且不同的pH值可通过改变磺酰脲类的存在形态, 从而间接影响微生物的降解, 如在酸性和中性条件下, 磺酰脲类除草剂主要以中性型存在, 这种形态对水解非常敏感, 很易水解, 随后微生物作用于水解产物, 从这个意义上微生物降解和化学水解是相互促进; 但在碱性条件下, 则以阴离子型存在, 水溶性较强, 这种形态不易水解, 此时主要微生物对磺酰脲类除草剂的降解起主要作用[10]。 此外, pH影响着该类化合物辛醇/水的分配系数及水溶性, 由此影响其移动性; 当pH为5.0时,化合物处于中性分子状态, 亲脂性最强,亲水性最弱; 当pH为7.0时, 水溶性提高10～100倍, 亲脂性下降, 所以当pH增大时, 平衡趋于水溶性离子型,使之脱离土壤的结合态进入水相, 游离移动到耕层以下, 此深度的土壤微生物活动弱, 且pH较耕层高, 导致化合物降解缓慢, 然后残留药剂又会随蒸腾流回升到耕层土壤, 危害后茬敏感作物[5]。

3.2 温度、湿度

影响磺酰脲类除草剂在土壤中残留和降解的另一重要因素是温度和湿度。张薇等

[20]报道在pH 7.7 的土壤中, 湿度为75%的田间持水量条件下, 温度由10°C 升到40°C 时, 氯磺隆的半衰期由229 d 降为62.5d。Fuesler 等[32]研究了氯磺隆的降解随温度的升高而降低。Dinelli等[31]研究了4 种磺酰脲除草剂的降解速度与温度的关系后得出, 温度越高, 降解半衰期越短, 同时建立了降解速率与温度、湿度之间的函数关系, 用来预测它们的降解及散失状况。另有人报道在pH 6.4 的土壤中, 湿度从25%提高到75%的田间持水量下, 醚苯磺隆的半衰期从73 d 降到20d, 而温度从21°C 上升到35°C时, 降解速度增加0.5倍到1倍[11]。其它众多学者的研究皆获得同样的结果, 即磺酰脲类除草剂在土壤中的降解随温度和湿度的提高而加快[9], 然而温度、湿度的作用是相互依赖的, 且大多数时候还受其他相关因素的制约。另外, 温度、湿度也影响土壤中微生物活动及酶的活性, 对微生物降解的速度产生影响。

3.3 其它因子

除了上述土壤pH、温度和湿度对磺酰脲类除草剂降解有着重大影响外,其它因子,如降雨量、土壤类型、有机质含量以及施用量、施用时期,亦影响着该类化合物在土壤中的降解速度。Smithetal. (1985) 发现施用绿黄隆一年后,在砂壤土中和重质粘壤土中的滞留期并无差异,他们认为土壤类型不影响降解速度,而是影响其活性和吸附性[13]。同样, Peterson & Arnold(1985) 认为土壤有机质含量尽管与药害发生关系非常大,但并不是影响磺酰脲类降解的主要因素。苏少泉等(1990) 明确提出土壤有机质含量在田间正常含量范围内对磺酰脲类除草剂降解影响甚小。此外,在新鲜土壤中降解速度要比贮藏过一段时间的土壤快一些。许多研究结果表明随着施用量的增加磺酰脲类除草剂的残留期延长,且芽前施用比芽后施用其残留时间长。另外,降量对磺酰脲类除草剂的影响也很重要。Vicari (1994) 报道绿黄隆在4 个地区其半衰期分别为149 、70 、59 和51 天,而这四个地区降雨量为250 、508 、700 和1224 毫米[14]。

总之,磺酰脲类除草剂在温暖、湿润、光照、低pH 值的土壤中降解较快,残留期比寒冷、干燥、阴暗、高pH 的土壤中短得多。除上述因子外,磺酰脲类除草剂的降解速度还取决于本身的化学结构,例如近年来开发的麦田除草剂苯黄隆、噻黄隆初始降解速度比绿黄隆、甲黄隆快20～50 倍,半衰期仅为7 天左右,主要是由于化学结构的改变所致。从结构上看,苯黄隆和噻黄隆都是甲黄隆的“类似物”,区别在于苯黄隆的磺酰脲桥上多一个取代甲基,这一改变使苯黄隆在酸性和碱性条件下,磺酰脲桥对水解更加敏感,水解速度比“正常桥”快10～25 倍,所以虽在碱性条件下仍能迅速水解。而噻黄隆则以噻吩代替甲黄隆的苯环,此变化决定了噻黄隆在土壤中对微生物分解更加敏感。Bastideetal. (1994) 研究结果表明噻黄隆完全由土壤微生物或/ 和土壤酶活性的作用而迅速降解。

4. 磺酰脲类除草剂微生物降解研究现状

国内外众多学者研究表明, 无论用高压、环氧乙烷、还是γ- 射线消毒土壤, 其结果为磺酰脲类除草剂在未灭菌土壤中降解速度比灭菌土壤中迅速, 且在未灭菌土壤中降解产物更为复杂, 在纯培养中已经分离出能降解磺酰脲类的微生物, 其中有放线菌、细菌和真菌[6]。

磺酰脲除草剂的土壤微生物降解作用很显著。未灭菌土壤的降解速度比灭菌土壤的快, 降解产物也更复杂; 降解磺酰脲类的微生物有放线菌、细菌和真菌。起代谢作用的主要是放线菌浅灰链霉菌(Streptomyces griseolus) 及真菌黑曲霉(Aspergilluniger) 和青霉( Penivillium sp.) 等3种。黑曲霉和青霉能催化磺酰脲桥水解, 产生相应的磺酰胺和杂环[28, 29]。20 μg/kg的绿磺隆、噻吩磺隆、苯磺隆在土壤和地下水中的沉积侧面的细菌

矿化作用表明,沙土中9种不同深度( 5～780 cm) 126 d的最高矿化量甲磺隆为40%, 噻吩磺隆11%, 苯磺隆25%, 绿磺隆最低小于4%, 甲磺隆、苯磺隆的矿化程度依据土壤的深度而变, 且越深越快; 残留量与矿化量有关, 高残留显示低矿化; 土壤的上层绿磺隆随深度的增加残留量增加; 30～35 cm有相对高的分解,45～50 cm则相对低, 这不是因为缺乏矿化作用而是发生了水合作用[27]。洪水和连续的高温加强了醚磺隆在土壤中矿化成为二氧化碳[26]。

微生物代谢在磺酰脲类除草剂的降解过程中起着重要作用, 水解产物可经微生物的作用完全降解为低分子量的化合物, 苯环可降解为CO2, 甲氧基三嗪环可开环降解为一未知产物, 14C酰嘧磺隆及其水解产物也可被土壤微生利用, 最终形成14CO2或其他产物[25]。因此, 微生物不仅可以直接降解母体化合物, 还可以通过分解水的产物来促进水解反应。

Kulowski等[24]研究了氟磺隆的微生物转化过程,产物经分离、色谱纯化、质谱和核磁鉴定为三嗪环上的甲基、苯环3位上和4位及三氟丙基的侧链被羟基化而成的4种产物。微生物降解也是醚苯磺隆在土壤中消失的主要原因, 土壤温度、湿度和pH值及土壤中有机质含量、土壤类型等影响微生物的活动, 从而不同程度地影响磺酰脲类除草剂的微生物降解[23]。

Zanardini等[22]研究发现, 除草剂氯磺隆和甲磺隆作为唯一的碳源和能源, 起始浓度为100 mg/L,荧光假单胞杆菌( Pseudomonas fluorescens) B1和B2混合培养的条件下, 对氯磺隆和甲磺隆的降解率为11%、15%; 而在共同代谢的条件下, 两周后荧光假单胞杆菌B2对氯磺隆和甲磺隆的降解率分别为21%、32%, 这表明在共同酶作用物的条件下的降解作用更加明显。

Boschin等[21]在室内条件严格控制化学降解的条件下研究了黑曲霉菌(Aspergillus niger) 对氯磺隆和甲磺隆的生物降解, 表明主要的代谢中间产物是通过磺酰脲桥的裂解获得, 此外, 真菌还能水解氯磺隆的苯环, 甲磺隆唯一的代谢产物是三嗪环的衍生物的情况下, 苯环被完全降解。

5. 展望

除草剂的使用使杂草的防除效率大大提高, 但大量使用除草剂不仅使杂草产生抗药性, 而且对下茬敏感作物产生严重的药害并且还严重污染环境。以微生物修复理论为基础的农药残留降解技术是解决残留药害的一种安全、有效、廉价的途径, 该方法具有无毒、无残留、无二次污染等优点。该技术是近20 年发展起来的一项用于土壤污染治理的新技术, 它主要是通过微生物的作用, 将环境中的有机污染物转化成CO2 和H2O 等

对环境影响小, 无二次污的小物质。目前对该类除草剂的微生物降解研究还仅仅处于微生物菌种的筛选及降解产物的分析等方面, 大部分的工作还局限于实验室, 研究还不是很深入[16]。

大多数抗除草剂作物的创制是将除草剂作用靶标或解毒酶有关的基因导入作物并获得稳定表达,因此种植抗除草剂转基因作物是解决除草剂残留药害的另一条最佳途径。目前, 大量针对各种除草剂的抗性基因资源被发掘, 如抗草甘膦的EPSP 合成酶基因

aroA[33?34], 降解草丁磷的bar 基因[35], 降解阿特拉津氯水解酶基因atzA[36]等。有的转基因抗性作物已到商业应用阶段, 如美国盂山都公司开发的转aroA 基因的抗草甘膦作物, 包括大豆、玉米、棉花等, 已经成功在全球推广应用, 种植面积在亿亩以上[7]。这些研究主要集中在美国和欧洲, 而我国这项工作刚刚开始, 为了我国抗除草剂作物品种选育、推广的开展不受制于他人, 我们必须进行创新研究, 筛选出具有自己知识产权的抗性基因。我国在国家转基因植物研究与产业化专项支持下, 获得了一批具有重要应用价值并拥有自主知识产权的新型抗除草剂基因[37?38,39]。虽然抗磺酰脲类除草剂的转基因作物已有报道并在商业化推广应用, 但是随着研究的不断深入, 抗不同除草剂转基因作物数量将会逐渐增加; 基因种类、来源日益丰富; 转基因性状也会日趋多样、复杂。抗除草剂转基因作物在选育技术上已日渐成熟, 但其在市场化过程中能否健康、稳定发展并获得与之相适应的市场规模, 将主要取决于其安全性问题的妥善解决。

参考文献

[1] 陈锡岭, 王桂莲. 磺酰脲类除草剂的化学作用方式选择及降解特性[J] .河南职技师 院学报

1998, 26( 1) : 22- 26.

[2] 艾应伟, 范志金, 钱传范. 磺酰脲类除草剂特点及其环境归趋[J] . 沈阳农业大学学报, 1999,

30( 5) : 539- 543.[3] 方程慕如, 孙致远. 三种磺酞脉除草剂的光解和水解作用.植物保护学报, 2000(27):93-94.

[4] 刘辉, 陶波. 土壤微生物对氯磺隆降解的研究 [J]. 农业与技术,

2003, 23 (1): 36–39,

[5] 姚东瑞, 陈杰, 宋小玲. 磺酰脲类除草剂残留与降解研究进展[J] . 农药,

1997, 36( 7) : 32- 36.

[6] 仪美芹, 王开运, 姜兴印, 等. 微生物降解农药的研究进展[J] . 山东农业大学学报( 自然科学

版) , 2002, 33( 4) :519- 524.

[7] 张蓉, 岳永德, 花日茂, 等. 磺酰脲类除草剂在环境中的转归和影响[J] . 安徽农业科学, 2003,

31(6) : 1 007- 1009.

[8] 孙笑非, 黄星, 陈博, 等. 抗甲磺隆假单胞菌的分离及其乙酰乳酸合酶的大小亚基ilvH 基因的

克隆和表达.微生物学报, 2008, 48(11): 1493?1498.

[9] 沈东升, 方程冉, 周旭辉. 土壤中结合残留态甲磺隆的微生物降解研究. 土壤学报, 2002,

39(5): 715?719.

[10] 黄星, 何健, 潘继杰, 等. 甲磺隆降解菌FLDA 的分离鉴定及其降解特性研究. 土 壤学报,

2006, 43(5):821?827.

[11] 闻长虹. 磺酰脲类除草剂的微生物降解与转化[J] . 池州师专学报,

2004,5(18) : 44- 45.

[12] 姜林, 李长城, 张玉镭, 等. 磺酰脲类除草剂的研制与应用.山东农业大学学报(自然科学版),

2003, 34(4):597?599.

[13] 肖艳松, 谭琳, 陈桂华, 等. 磺酰脲类除草剂的微生物降解. 农药研究与应用,

2007, 11(3): 15?19.

[14] 刘金胜, 寇俊杰, 刘桂龙. 磺酰脲类除草剂的应用研究进展.农药,

2007, 46(3):145?147.

[15] 张韩杰,闫艳春.农药残留及微生物在农药降解中的应用与展望[J] .湖北植保,

2004, (1) : 31- 35.

[16］ 魏东斌，张爱茜，韩朔睽等.磺酰脲类除草剂研究进展［J］.环境科学进展，

1999，7（5）：34-41.

[17］ 郎印海，蒋新，赵其国，等. 土壤中磺酰脲类除草剂降解机制研究进展［J］. 中国生态农业

学报，2003，11（1）：98-101.

[18] 苏少泉.除草剂作用机制的生物化学与生物技术的应用[J].生物工程进展,

1993, 14 (2): 30.

[19] 周旭辉. 土壤中甲磺隆微生物降解研究 [D]. 浙江大学硕士论文.2000.

[20] 张薇, 魏海雷, 高洪文, 等. 土壤微生物多样性及其环境影响因子研究进展 [J]. 生态 学杂志,

2005, 24 (1): 48–52.

[21] Giovanna Boschin, Alessandra D. Biodegradation of Chlorsulfuron and Metsulfuron -Methyl by

Aspergillus nigerin Laboratory Conditions [J] . Journal of Environmental Science and Health. Part B, Pesticides, Food Contaminants and Agricultural Wastes，

2003, 6 (38) : 737- 746.

[22] Zanardini E, Arnoldi A, BoschinG,etal.Microbial degradation of sulfonylureaherbicides:

chlorsulfuron and metsulfuron-methyl[C] . Microbiology of composting, 2002, 309- 322.

[23] Strek H J. Fate of chlorsulfuron in the environment. Laboratory evaluations[J] . Pestic Sci., 1998, 53:

29- 51.

[24] Kulowski K. Microbial transformations of prosulfuron [J] . Agric Food Chem.

1997, 45: 1 479- 1 485.

[25] Smith A E, Aubin A J. Degradation of 14C amidosulfuron in aqueous buffers and in an acidic soil

[J] . Agric Food Chem. 1993, 41: 240- 2 403.

[26] Lee J K, Fuhr F, Kwon J W, et al. Long- term fate of the herbicide cfuron in lysimeters plantes with

fic over four consecutive years[ J] . Chemosphere, 2002, 49: 173-181.

[27] Andersen SM, Hertz PB, Holst T, et al. Mineralisation studies of 14C- labelled metsulfuron-methyl,

tribenuronmethyl, chlorsulfuron and thifensulfuron one Danish soil and groundwater sediment profile [J] . Chesphere, 2001, 45: 775- 782.

[28] Gigliotti C, Allievi L, Salardi C, et al. Microbial ecotoxicity and persistence in soil of the herbicide

bensulfuron- methyl [J] . Environ Sci Health B, 1998, 33 (4) : 381- 398.

[29] Kerry K, Eric L Z, Bruce M T. Microbial transformation of prosulfuron[J] . Agric Food Chem,

1997, 45: 1 479- 1 485.

[30] Joshi MM, Brown HM, Romesser JA. Degradation of chlorsulfuron by soil microorganisms [J] .

Weed Sci,1985,33:888- 893.

[31] Thirunarayanan K, Zimdahl RL, Smika DE. Chlorsulfuron adsorption and degradation in soil. Weed

Science, 1985,33(4): 558?563.

[32] Fuesler TP, Hanafey MK. Effect of moisture on chlorimuron degradation in soil. Weed Science, 1990,

38(3):256?261.

[33] Comai L,Sen LC,Stalker DM.An altered aroA gene product confers resistance to the herbicide

glyphosate.Science, 1983, 221(4608):370?371.

[34] Comai L, Facciotti D, Hiatt WR, et al. Expression in plants of a mutant aroA gene from Salmonella

typhimurium confers tolerance to glyphosate. Nature,1985(317): 74l?744.

[35] Thompson CJ, Movva NR, Tizard R, et al. Characterization of the 1987, 6(9):

herbicide-resistance gene bar from Streptomyces hygroscopicus. EMBO J,2519?2523.

[36] Wang L, Samac DA, Shapir N, et al. Biodegradation of atrazine in transgenic plants expressing a

modified bacterial atrazine chlorohydrolase (atzA) gene.Plant Biotechnology Journal, 2005, 3(5): 475?486.

[37] Tu JM, Zhang JW, Pan G, et al. The rice bentazon and sulfonylurea herbicide resistant gene

CYP81A6. United States, US2008/0313772A1, 2008.

[38] Pan G, Zhang XY, Liu KD, et al. Map-based cloning of a novel rice cytochrome P450 gene

CYP81A6 that confers resistance to two different classes of herbicides. Plant Molecular Biology, 2006, 61(6): 933?943.

[39] Zang N, Zhai H, Gao S. Efficient production of transgenic plants using the bar gene for herbicide

resistance in sweetpotato. Scientia Horticulturae, 2009, 122(4): 649?653.

[40] Supradip S, Gita K. Hydrolysis kineticsof the sulfonylurea herbicide 2008, sulfosulfuron.

International Journal of Environmental and Analytical Chemistry, 88(12):891?898.