土壤生态系统是自然生态环境的一个重要组成部分，同时也是农药等污染物最终的归宿地。当农药施于土壤或植物表面时，大约只有5% 的活性成分可以被作物的各部位所吸收，其余大部分通过喷雾漂移、雨水冲刷植物表面等方式进入土壤环境。土壤中累积的农药一部分被土壤吸附，另一部分则是通过地表径流或淋溶等方式进入水环境，从而引起地表水体甚至地下水体的污染。农药在土壤中的环境行为是一个复杂的过程，而农药又是农业生产必不可少的生产资料之一，因此研究农药的环境行为非常重要。

噻虫嗪(thiamethoxam)，化学名称：3-(2-氯-1, 3-噻唑-5-基甲基)-5-甲基-1, 3, 5-恶二嗪-4-基叉(硝基)胺，是由诺华公司研发的第二代新烟碱类农药。在竞争激烈的农药市场上，噻虫嗪显示出极大的优势，2000年以噻虫嗪为有效成分的第一个商品制剂25% 阿克泰水分散粒剂在我国取得临时登记，用于防治水稻飞虱Nilaparvata lugens和Sogatella fercifera^[1]。2016年，噻虫嗪折百用量4 694 t，全球销售额达11.97亿美元，占到新烟碱类杀虫剂市场容量的39.90%，是当前世界销售量最大的新烟碱类农药之一。噻虫嗪正辛醇/水分配系数低(0.74)，水溶性高(25 ℃，4.1 g/L)，蒸汽压低(20 ℃，6.6×10^-9 Pa)^[2]。作为一种烟碱型乙酰胆碱受体激动剂，噻虫嗪能够通过与昆虫烟碱型乙酰胆碱受体结合，导致生物死亡。噻虫嗪具有胃毒、触杀及内吸活性，可用于茎叶处理和土壤处理，也可用于种子处理，适用作物包括水稻、小麦、棉花、苹果、梨等多种经济作物及蔬菜，可有效防治烟蚜、白背飞虱、甘蔗蓟马、迟眼蕈蚊、烟粉虱、韭蛆、荻草谷网蚜以及黄蚜等害虫^[3-4]。噻虫嗪因具有杀虫活性高、杀虫谱广、与环境相容性好等特点且与第一代烟碱类杀虫剂无交互抗性，是替代那些存在残留和环境问题、对哺乳动物高毒的有机磷、有机氯以及氨基甲酸酯类杀虫剂的最佳品种。随着噻虫嗪的使用越来越广泛，用量越来越大，噻虫嗪的环境安全问题以及对土壤非靶标生物的毒害效应开始引起人们的关注，已有因长期大量使用噻虫嗪导致在土壤-桑叶中噻虫嗪累积进而严重影响家蚕生长发育的报道^[5]。噻虫嗪在土壤中的残留、降解、吸附和迁移是评价噻虫嗪对非靶标生物毒害和环境安全问题的一个重要环节。本文综述了噻虫嗪在土壤中的残留、降解、吸附以及迁移等环境行为，以及噻虫嗪对土壤非靶标生物的影响，并就噻虫嗪未来的研究重点和方向提出了建议。

1 噻虫嗪在土壤中的行为 1.1 噻虫嗪的残留及检测方法

在农业生产中，噻虫嗪主要用于叶面喷雾、种子处理以及土壤灌根处理，而噻虫嗪的活性成分大约只有5% 可以被作物的各部位所吸收，大部分则是分散到更广泛的环境介质中。在目前的研究中，噻虫嗪药剂的残留分析主要集中在土壤及水稻、辣椒、韭菜、甘蔗、棉花、葡萄、小麦、黄瓜和茶叶等作物上，关于水体环境中噻虫嗪的残留目前国内没有报道。表 1归纳了近年来噻虫嗪在种植不同作物农业土壤中的残留量以及在土壤中的半衰期，由表 1可知，种植不同作物农业土壤中噻虫嗪污染水平虽然有差异，但是在土壤中均可不同程度地检测出噻虫嗪，且最高含量达2.78 mg/kg^[6]。同时，通过研究发现，噻虫嗪可能在土壤中长时间积蓄(从几天到几个月不等)，JMPR^[7]发现在土壤中高剂量施用噻虫嗪2次以后，即使采收间隔期高达177 ~ 231 d，土壤样品中检出的噻虫嗪残留量仍然较高^[8]，这说明噻虫嗪可以在土壤中随时间而累积，从而增加对非靶标生物的毒害及对环境的污染。同时，进入土壤环境中的农药，也可以通过食物链而发生生物富集作用，而噻虫嗪对土壤生物的生态效应，大多与它们在生物体内的累积和转运有关^[9-10]。农药进入土壤环境以后，一部分被土壤吸附，另一部分被植物吸收富集并沿食物链向上转移，最后累积于动物或人体内，影响动物生长发育或人体健康。

农药残留分析是痕量或微量分析，因此它对方法的准确度和精密度要求较高。气相色谱法(GC)分离度及灵敏度都很高，但不能用于检测气化温度很高或热不稳定性的化合物。气相色谱串联质谱法(GC-MS)既可定性又可定量，但不适用于热不稳定性太强或极性高的农药。噻虫嗪因为挥发性低且极性高的特点，因此不适合采用GC或GC-MS进行测定。液相色谱法(LC)主要用于测定热稳定性较差、沸点较高且分子量较大的有机化合物，而高效液相色谱法(HPLC)则是在经典液相色谱法基础上引入气相色谱理论发展起来的方法，HPLC既可定性又可定量，且具有分离速度快、选择型好、检测灵敏度高和结果可靠等特点，是目前土壤中噻虫嗪残留检测主要用到的方法。HPLC在振荡和微波等条件下，采用强极性的丙酮、乙腈、甲醇等溶剂提取，固相萃取(SPE)、液液萃取、基质固相分散萃取等净化，高效液相色谱测定^[26]，其最低检出范围为0.004 ~ 0.016 mg/kg，土壤中平均回收率为79.62% ~ 114.20%，变异系数为0.14% ~ 8.60%。图 1中归纳了近年来我国在噻虫嗪土壤残留检测中常用到的方法，噻虫嗪在土壤中残留的检测主要还是依靠高效液相色谱法、超高效液相色谱串联质谱法以及高效液相色谱串联紫外检测法等，这是由噻虫嗪本身的特性所决定的^{[6, 8, 17, 19, 23, 27-29]}。

1.2 噻虫嗪在土壤中的降解

噻虫嗪在土壤环境中可以通过多种方式进行降解，包括光解、水解、微生物降解等。光解只可能发生在土壤表层(即表层1 ~ 5 mm)暴露于阳光下的那部分化合物中，影响光解的因素有光源以及各种环境介质(pH、温度、有机溶剂、不同水体等)，而噻虫嗪在土壤中的光解行为通常可以忽略不计^[30]。水解是许多农药在环境中降解的重要途径，噻虫嗪的水解机理为碱性水解，即氢氧根离子(OH^-)作为亲核试剂进攻与-NO₂基团邻近的亲电基团C = N上的C原子^[31]，温度、pH、水中的金属离子、氧化物及其他一些因素都可以对噻虫嗪的水解产生影响^[32]。而微生物降解是噻虫嗪在土壤中迁移转化的主要方式。具有降解噻虫嗪杀虫剂能力的微生物广泛存在于自然界，如枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis GB03、假单胞菌Pseudomonas sp.1G、恶臭假单胞菌Pseudomonas putida等^[33-36]。影响微生物降解的因素很多，主要包括pH、温度、微生物的菌属、土壤含水量、有机物含量以及土壤水中的有机碳浓度等。而目前关于噻虫嗪在土壤中的降解途径的研究还很少^[30]。

噻虫嗪在土壤中的半衰期一直以来都是一个备受争议的问题。噻虫嗪在我国不同土壤类型中的半衰期如图 2所示。由图 2可知，在红壤、潮土和水稻土等土壤类型中噻虫嗪的半衰期相对较长，而在黑土、棕壤和淡灰钙土中其半衰期相对较短。不同土壤间差异大，主要是由于土壤理化性质不同，噻虫嗪迁移转化过程不同，从而导致在土壤中的半衰期的差异^[36]。从作物类型来看，种植的作物类型不同，噻虫嗪在土壤中的半衰期差异也很大。通过研究噻虫嗪在种植茶叶、西红柿、甘蔗、小麦、辣椒等作物的土壤中的降解半衰期发现，噻虫嗪在土壤中半衰期从几天到几个月不等^{[6, 8, 16, 18, 20, 37]}。从施药方式来看，种子处理、叶面喷雾和土壤灌根处理都是噻虫嗪常用到的施药方式，一般说来，采用灌根处理和种子处理的残留量和持续期要高于叶面喷雾。Schaafsma等^[38]的研究发现，噻虫嗪作为种衣剂施用后在土壤中的半衰期高达0.5 ~ 0.7年之久。从试验环境来看，噻虫嗪在实验室条件下降解缓慢，而在野外降解速度更快。Goulson ^[39]研究得出，在实验室条件下噻虫嗪土壤降解的DT₅₀值为34 ~ 353 d，在田间DT₅₀值的范围为7 ~ 109 d。JMPR^[7]发现噻虫嗪在需氧条件下半衰期为80 ~ 300 d。

噻虫嗪在土壤中的降解可能受到多种因素的影响，主要包括土壤微生物、土壤性质(土壤温度及湿度、有机质含量、土壤含水率)以及农药初始含量等^[49-41]。有研究表明，在非灭菌的土壤环境中，噻虫嗪的降解半衰期为16.6 d，相反，在灭菌的土壤环境中，由于没有微生物发挥作用，农药降解慢，这说明微生物在噻虫嗪的降解过程中发挥了决定性作用。目前研究发现，可以降解噻虫嗪的微生物种类主要包括淀粉芽孢杆菌Bacillus amyloliquefaciens IN937a、短小芽孢杆菌Bacillus pumilus SEB24、枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis FZB24、假单胞菌Pseudomonas sp.1G以及粘着箭菌E.adhaerens CGMCC6315等^[33-36]。土壤温度及湿度可以通过影响微生物活性间接地影响土壤环境中噻虫嗪的降解速度。土壤温度的升高可以提高土壤微生物的活性，增强土壤中酶的活性，从而加快土壤中噻虫嗪的降解，同时，土壤温度的升高还有利于微生物对有机质的利用，提高土壤微生物的活性，间接加快土壤中噻虫嗪的降解。适宜的湿度对土壤中噻虫嗪的降解也有显著影响。一般说来，当土壤湿度为土壤中最大持水量的60%(接近土壤微生物的最适生长湿度)时，土壤中微生物活性最高，噻虫嗪的降解速率最快，而土壤湿度过低或过高都会导致土壤中微生物活性的减弱，噻虫嗪降解减弱。在淹水状态下，需氧微生物基本没有活性，噻虫嗪在土壤中的降解速率最慢。农药初始含量的增加会导致噻虫嗪在土壤中的降解速度减慢，宋超^[27]的研究发现，当噻虫嗪添加量为1、2、10 mg/kg时，噻虫嗪在土壤中的半衰期分别为19.2、41.3、76.1 d。

1.3 噻虫嗪在土壤中的吸附

农药吸附作用是指农药被吸附保持在土壤中的过程，是反映农药在土壤中移动性的一个重要参数，也是评价农药环境行为的一个重要指标^[42-43]。一般而言，土壤对农药吸附能力越强，农药在土壤环境中的移动扩散能力越弱，农药对周边环境造成的危害越小。农药在土壤中的吸附-解吸行为还会影响其他一些决定农药最终归宿的过程，比如植物吸收、降解、迁移和淋溶等。关于农药在土壤中吸附行为的分析模型多种多样，噻虫嗪在土壤中的吸附等温线常用Langumir模型、Linear模型以及Freundlich模型来表示，而噻虫嗪在土壤中的吸附行为可以用伪二级动力学方程、颗粒扩散方程以及Elovich方程来描述^[44]。

噻虫嗪在土壤中的吸附特性可以使用吸附自由能(ΔG)的变化来反映，根据噻虫嗪在土壤环境中吸附自由能的变化，可以判断土壤吸附机制的类型。一般而言，当ΔG≥40 kJ/mol时为化学吸附，相反，ΔG＜40 kJ/mol时为物理吸附^[44]。已有的研究发现，就噻虫嗪本身性质而言，噻虫嗪是一种水溶性很好的农药，水溶性越大，土壤对农药的吸附能力就越弱^[45]。除了噻虫嗪本身的性质，土壤理化性质(土壤pH、含水率、温度、有机质含量以及微生物含量等)对噻虫嗪在土壤中的吸附影响也十分显著。张鹏等^[46]通过分析土壤理化性质(pH、有机质含量、黏粒含量以及阳离子交换量)与吸附常数的相关性发现，理化性质与吸附常数的相关系数分别为0.797 6、0.932 0、0.976 9和0.365 0，黏粒含量对噻虫嗪的吸附作用是最主要的。同时有研究发现，噻虫嗪在酸性及中性(pH≤7)条件下较稳定，而在碱性(pH > 7) 条件下容易水解。阳离子交换量对噻虫嗪在土壤中吸附行为影响较小，主要是因为噻虫嗪属于分子型农药，噻虫嗪的分子结构在溶液中不易形成离子状态。

1.4 噻虫嗪在土壤中的迁移及淋溶

当农药施于土壤或植物表面时，一部分被土壤吸附，一部分会通过地表径流、淋溶等方式迁移到水环境中，从而引起地表径流或地下水的污染。农药在土壤环境中的迁移及淋溶是水体重要的污染来源之一。农药淋溶作用是指农药在土壤中随水垂直向下移动的现象，是评价农药对地下水污染影响的一个重要指标^[47]。表 2归纳了近年来不同地区水环境中噻虫嗪的平均浓度，由表 2可知，在北美及澳大利亚等国家的水环境中不同程度地检测出了噻虫嗪的残留，其平均浓度范围为0.004 ~ 225 μg/L，而在我国地表及地下水中还没有检测到噻虫嗪的数据，且目前已知的政策法规中也没有制定水环境中噻虫嗪的最大残留限量标准。

噻虫嗪在土壤中的移动性可以通过土壤薄层层析法和土柱淋溶法测定^[56]。根据不同的试验方法，可以将噻虫嗪在土壤中的迁移性划分为以下几个等级，具体等级划分如表 3和表 4所示。噻虫嗪在土壤中的迁移及淋溶主要受到土壤理化性质(土壤类型、土壤质地等)、降雨条件、农药加工剂型等因素的影响，而目前国内外关于噻虫嗪在土壤中迁移机理研究文献不多。段亚玲等^[57]通过土壤薄层层析法测定噻虫嗪在不同类型土壤中的迁移能力发现，噻虫嗪在水稻土、红壤、黑土及石灰土中属于中等移动，而在黄壤中属于不易移动。张鹏等^[46]通过土壤薄层层析法测定噻虫嗪在不同质地土壤中的移动性，发现噻虫嗪在土壤中的移动性大小为砂姜黑土 < 粉砂壤土 < 砂土，3种不同质地土壤属于中等移动至可移动等级；同时，通过土柱淋溶法发现，加工剂型也对噻虫嗪在土壤中的淋溶量影响显著，4种不同剂型噻虫嗪淋溶速率大小为颗粒剂 < 水分散粒剂 < 油悬浮剂 < 水悬浮剂。此外，降雨条件也可以影响噻虫嗪在土壤中的淋溶，已有研究表明，在强降雨条件下，噻虫嗪有可能发生浸出。

2 噻虫嗪对土壤非靶标生物的影响 2.1 噻虫嗪对土壤微生物的影响

噻虫嗪作为一种烟碱型乙酰胆碱受体激动剂，它能够通过与昆虫烟碱型乙酰胆碱受体结合，使害虫异常兴奋，全身疼挛麻痹而死。噻虫嗪具有内吸、触杀和胃毒作用，主要用于双翅目、鳞翅目及鞘翅目害虫的防治，尤其对同翅目刺吸式害虫具有高活性，可以有效地防治烟蚜、白背飞虱、甘蔗蓟马、迟眼蕈蚊、烟粉虱、韭蛆、荻草谷网蚜以及黄蚜等昆虫^[3-4]。其既可用于茎叶处理，也可用于土壤、种子处理。由于噻虫嗪的广泛应用，土壤非靶标生物长期暴露于土壤污染物中，会对非靶标生物的生长和发育造成一定的影响。

土壤微生物是土壤生态系统具有生命力的主要成分，杀虫剂对微生物的影响主要表现为微生物数量减少、微生物群落数量和质量下降和微生物活性改变等。不同的杀虫剂对土壤微生物产生的影响是不一致的，杀虫剂对土壤中微生物群落的影响受生境及土壤结构、质地、pH、有机和无机成分、湿度和温度等多种因素的影响。而噻虫嗪对微生物的影响主要通过影响土壤的理化性质，尤其是土壤的生物性质，从而影响土壤微生物群落的数量和代谢活性。农业生产过程中散落到土壤中的噻虫嗪可以导致土壤微生物数量的减少，Marioara等^[58]的研究就发现，经噻虫嗪处理的样品氨化细菌、硝化细菌和反硝化细菌显著降低，其中，硝化细菌数量下降高达58.10%。噻虫嗪对土壤代谢过程具有抑制作用，可导致过氧化氢酶、脲酶、脱氢酶和磷酸酶的酶活性显著降低。噻虫嗪及其光解产物还可以对土壤微生物呼吸作用产生一定的影响，通过不同含量噻虫嗪对土壤微生物呼吸作用的试验表明，噻虫嗪含量越高对土壤微生物呼吸强度抑制作用越明显，低含量的噻虫嗪抑制作用不显著。

2.2 噻虫嗪对土壤动物的影响

土壤动物是土壤的重要组成部分，它不仅可以直接或间接地改变土壤结构，它在促进土壤养分循环方面同样起着重要作用。噻虫嗪对土壤动物的影响主要集中在对大型土壤动物(蚯蚓、蚂蚁等)的急性、亚急性毒性上。蚯蚓是土壤中常见的无脊椎动物，蚯蚓在土壤中移动性很强，且对多种污染物敏感，利用蚯蚓指示土壤污染状况，已经成为土壤污染生态毒理诊断的一个重要指标。噻虫嗪对非靶标生物(蚯蚓)表现出一定程度的毒性。张鹏等^[59]通过人工土壤法，使用噻虫嗪对蚯蚓进行染毒，发现在噻虫嗪的含量范围内，蚯蚓身体在7 d时轻微发暗，14 d时正常。王彦华等^[60]通过滤纸法和人工土壤法研究了噻虫嗪对蚯蚓的急性毒性，通过滤纸法发现噻虫嗪对蚯蚓的LC₅₀值在24 h和48 h均大于62.91 μg/cm²，通过人工土壤法发现噻虫嗪对蚯蚓的LC₅₀值在7 d和14 d均大于1 200 mg/kg，表现为低毒。吴若函等^[61]发现噻虫嗪对赤子爱胜蚓14 d的LC₅₀值> 100.00 mg/kg，表现为低毒。蚂蚁也是常见的大型土壤动物，蚂蚁可以通过取食植物与蜜或暴露于残留有噻虫嗪的土壤环境中接触农药。张松等^[62]通过研究亚致死剂量的噻虫嗪对日本弓背蚁一些社会行为的影响时发现，亚致死剂量噻虫嗪可以直接影响日本弓背蚁的觅食和亲系识别能力，而且通过个体间的信息交流，农药对社会行为的影响可以传递给其他未直接接触药剂的蚂蚁，从而影响日本弓背蚁的种群发展。

2.3 噻虫嗪对植物的影响

随着噻虫嗪在蔬菜、瓜果、茶叶和粮食作物上的广泛应用，噻虫嗪对生物和环境的毒性受到关注。一般而言，噻虫嗪在推荐剂量下使用对作物安全、无药害，而过量施用可能导致噻虫嗪在作物上的残留。目前已经有不少学者对噻虫嗪在作物上残留情况进行研究，其研究主要集中在噻虫嗪在粮食作物(水稻、小麦和玉米)、经济作物(茶叶、烟草和棉花)、水果(葡萄、芒果和甘蔗)以及蔬菜(菠菜、番茄、黄瓜、辣椒、韭菜、大葱和马铃薯等)的残留分析上。郇志博等^[8]通过研究噻虫嗪在甘蔗中的残留及消解动态发现，噻虫嗪在甘蔗植株中的半衰期为8.4 ~ 18.2 d，甘蔗蔗梢和蔗茎中噻虫嗪的最终残留量低于定量限(LOQ) (0.05 mg/kg)。王博等^[18]通过研究噻虫嗪在大葱中的消解动态及最终残留量发现，收获期大葱植株中噻虫嗪及其代谢产物的残留量为0.015 ~ 0.117 mg/kg。吴绪金等^[19]通过研究噻虫嗪在小麦中的消解动态和最终残留发现，噻虫嗪在小麦籽粒中最终残留量均为≤0.038 mg/kg，按75 g/hm²施药不会对人群产生不可接受的风险。现有的数据表明，噻虫嗪可在植物及果实上残留，对人体健康产生潜在的危害。

随着生活水平的提高，人们对农药残留问题越来越重视，农药使用过程中及使用后，对农产品质量安全和环境健康均有可能带来潜在威胁^[41]。许多国家制定了噻虫嗪的最大残留限量，巴西规定噻虫嗪在棉花作物中最大残留限量(MRL)为0.06 mg/kg；欧盟规定噻虫嗪在草药和食用花卉中MRL值为0.02 mg/kg，在啤酒花中MRL值为0.07 mg/kg；加拿大卫生部有害生物管理局(PMRA)拟定了噻虫嗪在马铃薯中MRL值为0.03 mg/kg；美国规定噻虫嗪在粮食和蔬菜中MRL值为0.02 ~ 4.5 mg/kg。2011年，我国卫生部和农业部联合发布的GB26130—2010《食品中百草枯等54种农药最大残留限量》^[63]中规定噻虫嗪在黄瓜和糙米中的最大残留限量分别为0.5 mg/kg和0.1 mg/kg。根据噻虫嗪的MRL值，制定噻虫嗪的安全间隔期，对于保障噻虫嗪的安全使用以及维护消费者健康及环境安全具有重要意义。

3 问题与展望 3.1 存在问题

噻虫嗪作为第二代烟碱类杀虫剂中的第一个品种，由于对非靶标生物安全性高并且对环境相对友好，拥有广阔的市场前景。由于噻虫嗪的大量广泛使用，噻虫嗪对土壤生物的毒性、环境行为及生态风险受到越来越多的关注。目前国内外关于噻虫嗪农药环境行为及潜在危害的研究十分有限，目前研究主要存在以下不足：

1) 噻虫嗪被认为是低毒的农药，因此噻虫嗪对非靶标生物产生的负面影响还没有引起足够的重视。目前噻虫嗪对土壤非靶标生物的研究主要集中在急性和亚慢性毒性研究上，其作用机理均未展开深入的研究。同时，目前我国关于噻虫嗪对非靶标生物的生态风险评价还很薄弱。

2) 进入土壤环境中的农药，可以通过食物链而发生生物富集作用，目前国内关于土壤非靶标生物对噻虫嗪生物富集效应的研究还很少。

3) 噻虫嗪在土壤中的降解途径、降解速率的研究很少。不同土壤类型、不同作物类型、不同施药方式以及不同的试验条件，导致噻虫嗪在土壤中的半衰期都会存在很大差异，噻虫嗪在土壤中的半衰期问题很难评价。同时，土壤微生物在噻虫嗪的降解过程中起到了决定性的作用，但是，噻虫嗪微生物降解方面的研究还不足。

4) 噻虫嗪淋溶性强，土壤降解慢，可在土壤中持久地残留，对地表和地下水造成潜在的风险。对于地表水而言，在我国地表水体中还没有噻虫嗪存在的监测数据，对于地下水而言，噻虫嗪在土壤中迁移淋溶的机理还不清楚。同时，噻虫嗪与其他农用化学品的混合污染造成的毒性研究也不够深入。

3.2 展望

针对未来噻虫嗪还将在农业生产中大量使用的实际，必须居安思危，尽早开展噻虫嗪环境行为及潜在风险的研究与修复技术储备，近期的研究重点建议关注以下4方面：

1) 使用新的研究方法与技术，深入展开噻虫嗪对蚯蚓、蚂蚁等非靶标生物的作用机理研究，评估噻虫嗪对非靶标生物构成的潜在危害，评价农业土壤对非靶标生物的危害，促进噻虫嗪对非靶标生物的生态风险评价。

2) 鉴于噻虫嗪是否存生物富集效应尚不明确的实际，建议深入开展土壤到作物的迁移转运规律及生物富集效应的研究，以减少噻虫嗪通过食物链危害人体健康。

3) 针对噻虫嗪在农田土壤中环境行为相关研究存在的不足，加强噻虫嗪在土壤环境中的降解途径(微生物降解)的降解机制、降解速率的研究以及噻虫嗪在土壤环境中迁移与淋溶机制的研究，同时还应加强土壤和水环境中噻虫嗪残留的安全阈值和风险评价研究。

4) 为了减轻噻虫嗪在土壤中残留给水环境和敏感生物带来的危害，加强对噻虫嗪污染土壤的修复与安全利用技术研究，比如将纳米材料应用于污染土壤，探索其修复效率、土壤环境中的作用效果和修复过程中的作用机理，以及利用微生物来降解环境中的农药，加强对噻虫嗪具有强降解能力菌株的分离、鉴定及其降解机理研究等。