呋虫胺在土壤中的降解及移动性研究

刘纪松，胡存中，陆凡，施海燕，王鸣华*

1. 南京农业大学植物保护学院，江苏 南京 210095；2. 江苏苏科农化有限责任公司，江苏 南京 210014

呋虫胺在土壤中的降解及移动性研究

刘纪松1，胡存中2，陆凡2，施海燕1，王鸣华1*

1. 南京农业大学植物保护学院，江苏 南京 210095；2. 江苏苏科农化有限责任公司，江苏 南京 210014

摘要：呋虫胺的大量使用会引起土壤和地下水污染、生态环境恶化等问题，研究呋虫胺在土壤中的降解特性和移动性，对呋虫胺环境安全性评价具有重要意义。采用室内模拟试验，研究了呋虫胺在3种不同类型土壤中的降解和移动性以及土壤中不同因子对呋虫胺降解的影响。结果表明，呋虫胺在不同类型土壤降解的顺序依次为：南京黄棕壤>东北黑土>江西红壤，半衰期分别为35.2、92.4、154.0 d。呋虫胺在南京黄棕壤中属于中等降解，在江西红壤和东北黑土中均属于较难降解。土壤湿度越大，呋虫胺降解越快，当土壤湿度为饱和含水量80%时，会对微生物生长产生抑制作用，降解速率减慢。微生物和有机质在土壤降解过程中起着重要的作用，微生物和有机质存在的条件下呋虫胺土壤降解分别加快2.1和6.2倍。薄层层析试验表明，呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤与东北黑土的Rf值分别为0.77、0.87和0.55，呋虫胺在南京黄棕壤和江西红壤中属于可移动，在东北黑土中属于中等移动。土柱淋溶试验结果显示，呋虫胺在南京黄棕壤和江西红壤淋出液中含量为总量的37.4%和65.0%，呋虫胺在东北黑土中主要集中在10.0～30.0 cm处。研究表明表明呋虫胺对地下水污染存在潜在风险性，应引起足够重视。

关键词：呋虫胺；土壤降解；移动；淋溶

引用格式：刘纪松，胡存中，陆凡，施海燕，王鸣华. 呋虫胺在土壤中的降解及移动性研究[J]. 生态环境学报, 2015, 24(6): 1063-1068.

LIU Jisong, HU Cunzhong, LU Fan, SHI Haiyan, WANG Minghua. Studies on the Degradation and Mobility of Dinotefuran in Soil [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(6): 1063-1068.

农药会通过各种方式进入到土壤中，这些残存在土壤中的污染物会对环境造成一定的影响。农药可以在土壤中发生降解、淋溶、光解等行为，是农药环境行为的重要组成部分（方晓航和仇荣亮，2002）。农药在土壤中的降解与土壤pH值、土壤类型、土壤温湿度及土壤微生物等环境因子密切相关（Dively和Kamel，2012；张亦冰，2003）。

呋虫胺（dinotefuran）是新一代烟碱类杀虫剂（结构式见图1），由于生物活性高，持效期长，杀虫谱广，对动植物安全，广泛应用于水稻、小麦、果树、蔬菜等多种作物（Gross，2013）。但呋虫胺的过度使用对蜜蜂健康存在诸多的危害（Dively和Kamel，2012），呋虫胺在一些地下水、沉积物中也检测到很高的残留量（张亦冰，2003；Kurwadkar等，2013），从而引起的环境污染逐渐受到公众的关注。呋虫胺的检测方法在国内外已有较多的研究（Hem等，2012；侯如燕等，2011），但关于呋虫胺在土壤中的降解及其移动性研究尚未见报道。本研究通过室内模拟实验，研究了呋虫胺的土壤环境行为，探究其在土壤中的降解、迁移和淋溶特性，为呋虫胺的环境安全性评价以及合理使用提供科学依据。

图1　呋虫胺化学结构式Fig. 1 Chemical structure of dinotefuran

1　实验部分

1.1仪器与试剂

仪器：Agilent 1260高效液相色谱仪（UV检测器，美国Agilent科技有限公司）；HWS智能恒温培养箱（宁波江南仪器厂）；BS-110S型电子天平（北京塞多利斯天平有限公司）；TH-3560全自动高压灭菌锅（造鑫企业有限公司）；R-3旋转蒸发器（瑞士Buchi公司）；CQ25-12D超声波清洗机（宁波江南仪器厂）；TDL-40B台式离心机（上海安亭仪器有限公司）；Vortex Genius 3快速混匀器（德国IKA公司）。

试剂：呋虫胺标准品（质量分数99.6%，上海市农药研究所）；色谱甲醇（美国TEDIA试剂公司）；乙腈（分析纯，天津科密欧化学试剂有限公司）；十二烷基磺酸钠、无水硫酸镁、无水硫酸钠、氯化钠（均为分析纯，广东西陇化工股份有限公司）。

供试土壤：采集我国有代表性的土壤，东北黑土、江西红壤、南京黄棕壤，3种土壤均为农田耕层土壤，土壤样品的理化性质见表1。

1.2分析条件

1.2.1HPLC分析条件

色谱柱：Eclipse Plus C18（4.6 mm×250 mm×5 μm）。流动相：V(甲醇)∶V(水)=20∶80。流速：1.0 mL·min-1。检测波长：270 nm。柱温：30 ℃。进样量：20 μL。在此条件下，呋虫胺保留时间为7.3 min。呋虫胺标样液相色谱图见图2。

图2　呋虫胺标样色谱图(0.5 mg∙L-1)Fig. 2 The chromatogram of dinotefuran (0.5 mg·L-1)

用色谱V(甲醇)∶V(水)=20∶80将呋虫胺标准母液（甲醇溶液，1000 mg·L-1）梯度稀释配制成质量浓度分别为0.05、0.1、0.2、1.0、2.0和10.0 mg·L-1的呋虫胺标准溶液，在上述HPLC条件下进行测定，以呋虫胺峰面积为纵坐标（Y），呋虫胺质量浓度为横坐标（X）绘制标准曲线，线性回归方程为Y=86.152X-0.5125（r2=0.9999）。

表1　供试土壤的理化性质Table 1 The physico-chemical properties of the tested soils

1.2.2样品中呋虫胺的提取

水样：取待测水样，过0.22 μm滤膜，HPLC测定样品中呋虫胺含量。

土壤样品：称取20.0 g土壤于100 mL离心管中，加入5 mL水和50 mL乙腈，涡旋3 min，超声波提取10 min，加入2 g NaCl和4 g无水硫酸镁，涡旋1 min，以4000 rad离心5 min，取25 mL上清液，过无水硫酸钠干燥，旋转浓缩近干，2 mL V(甲醇)∶V(水)=20∶80溶解定容，过0.22 μm滤膜，HPLC测定样品中呋虫胺含量。

在空白水样中添加呋虫胺标样使其添加浓度为0.05、0.2、1.0 mg·kg-1，回收率为98.37%～100.57%，相对标准偏差为0.12%～0.19%；在空白土壤样品中添加呋虫胺标样使其添加浓度为0.05、0.2、1.0 mg·kg-1，回收率为83.29%～92.15%，相对标准偏差为0.29%～0.92%。方法的准确度和精确度均符合检测要求。

1.3呋虫胺土壤降解试验

1.3.1土壤样品制备

准确称量50 g风干后过筛的土壤，加入适量的呋虫胺丙酮溶液，混合均匀，使土壤中呋虫胺的浓度约为20 mg·kg-1。置于通风橱中过夜，待有机溶剂挥发尽时，将已添加农药的土壤与空白土壤按照1∶1的质量比混合均匀。此时，呋虫胺在土壤中的浓度约为10 mg·kg-1。再次将已添加约为10 mg·kg-1呋虫胺农药的土壤与空白土壤按照1∶1的质量比混合均匀。此时，呋虫胺在土壤中的浓度约为5 mg·kg-1。

1.3.2呋虫胺在土壤中的降解

分别称取200 g呋虫胺初始浓度为5 mg·kg-1的东北黑土、江西红壤和南京黄棕壤于250 mL锥形瓶中，加入蒸馏水，调节土壤含水量至饱和持水量的60%，用棉塞塞紧瓶口，置于(25±2) ℃恒温培养箱内黑暗培养，定期补充水分。于培养后2 h、7、14、21、28、42、56、70、84 d取样，检测土壤中呋虫胺的浓度。每个处理设3次重复。

1.3.3土壤含水量对呋虫胺降解的影响

分别称取200 g呋虫胺初始浓度为5 mg·kg-1的南京黄棕壤于250 mL锥形瓶中，加入蒸馏水，调节土壤含水量至饱和持水量的20%，40%，60%和80%，用棉塞塞紧瓶口，置于(25±2) ℃恒温培养箱内黑暗培养。定期补充水分。于培养后2 h、7、14、21、28、42、56、70、84 d取样，检测土壤中呋虫胺的浓度。每个处理设3次重复。

1.3.4呋虫胺在灭菌条件和去除有机质（灭菌）土壤中的降解

灭菌土样的制备：称取一定量的风干后过筛的南京土样置于高压灭菌锅内，在121 ℃，1.1 atm条件下，灭菌30 min，然后将土样放入恒温箱内培养过夜，在以后两天再重复灭菌2次（Wang等，2014）。

去除有机质（灭菌）土壤的制备：称取适量的南京黄棕壤于1000 mL烧杯中，加少量蒸馏水润湿土壤样品，放置片刻后，加入30% H2O2溶液50 mL，不断用玻璃棒搅拌，以加速氧化。当H2O2强烈氧化土壤有机质时产生大量气泡时，应及时搅拌消除。稍冷后补加H2O2直至有机质全部氧化。于50 ℃烘干，重新过20目筛（彭杰等，2006）。除去有机质的土壤进行灭菌处理。

灭菌和去除有机质以后的土样分别按照1.3.1所示方法添加呋虫胺，使呋虫胺在土壤中的初始浓度为5 mg·kg-1。分别称取200 g两种土样于250 mL锥形瓶中，加入蒸馏水，调节土壤含水量至饱和持水量的60%，置于(25±2) ℃恒温培养箱内黑暗培养。定期补充水分，定期取样检测呋虫胺的含量。与此同时，用未处理的南京黄棕壤作为对照，于培养后2 h、7、14、21、28、42、56、70、84 d取样，检测土壤中呋虫胺的浓度。每个处理设3次重复。

1.4呋虫胺土壤移动性测定

称取经风干、研磨、过筛（60目）的南京黄棕壤、江西红壤、东北黑土12.0 g于烧杯中加水（10 mL）搅拌，直至成均匀的泥浆状，用玻璃棒将泥浆均匀涂布于7 cm×20 cm玻璃层析板上，土层厚度约0.7 mm，玻璃层析板在室温下阴干后，于距玻璃层析板底部1.5 cm处逐滴点上呋虫胺的丙酮溶液，点药量为10.0 μg。待溶剂挥发后放在以水作为展开剂的层析槽内，薄板倾斜角度约为30°，板下端淹水0.5 cm，于25 ℃下进行薄层层析实验。当展开剂到达距薄板前沿2 cm处时，取出薄板置于室温下避光晾干，将土壤薄层等分为6段，分别测定各段土壤中呋虫胺的质量浓度。每个处理设3次重复。

1.5呋虫胺土壤淋溶性测定

分别称取经风干、研磨、过筛（20目）的南京黄棕壤、江西红壤、东北黑土450 g，装填于5 cm×30 cm的PVC柱中。加入0.01 mol·L-1CaCl2溶液至土壤饱和持水量的60%，在土层上端添加1 cm厚的石英砂，将0.5 mg的呋虫胺的丙酮溶液均匀滴加在石英砂层，以30 mL·h-1速率的CaCl2溶液淋溶10 h，收集淋出液。淋洗结束后，将土柱切成3段，分别测定各段土壤及淋出液中呋虫胺的含量。每个处理设3次重复。

1.6数据处理

土壤薄层法根据农药在薄板上的平均移动距离与溶剂前沿的比值求出农药在薄板上的比移值（Rf）：

土柱淋溶法根据各段土壤及淋出液中的农药含量，求出其占添加总量的百分比。

式中，Ri为各段土壤及淋出液中农药的比例，%。mi为各段土壤及淋出液中农药质量，mg；i=A（0～10 cm）、B（10～20 cm）、C（20～30 cm）、D（淋出液）；m0为农药添加总量，mg。

2　结果与分析

2.1土壤类型对呋虫胺降解的影响

呋虫胺在3种土壤中的降解动力学结果见表2。从表中可以看出，呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤、东北黑土的降解半衰期分别为35.2、154、92.4 d，降解速率常数分别为0.0197、0.0045、0.0075 d-1。南京土壤降解最快，江西土壤降解最慢。根据《化学农药环境安全评价试验准则》（GB/T 31270─2014），呋虫胺在南京黄棕壤中属于中等降解，在江西红壤和东北黑土中均属于较难降解。

表2　呋虫胺土壤降解动力学参数Table 2 Degradation kinetics parameters of dinotefuran in soils

呋虫胺在土壤中的代谢途径主要是水解和微生物降解，与土壤pH、有机质、微生物等因素有关。与王学东等（2004）研究咪唑烟酸的土壤降解、徐珍等（2008）研究氟铃脲的土壤降解、赵锋等（2012）研究哒嗪硫磷的土壤降解的影响因素结果一致。

2.2土壤含水量对呋虫胺降解的影响

不同土壤含水量下呋虫胺的降解结果见图3。结果表明，呋虫胺在不同含水量的土壤中的降解均符合一级动力学（r2>0.90），呋虫胺在不同含水量的土壤中降解差异较大，当土壤含水量分别为饱和含水量的20%、40%、60%和80%时，呋虫胺的降解速率常数分别为0.0064、0.0126、0.0197 和0.0171 d-1，降解半衰期分别为108.3、55、35.2 和40.5 d。降解速率随土壤含水量的增加先升高后降低。

图3　不同土壤含水量下呋虫胺在土壤中的降解动态Fig. 3 Degradation kinetics of dinotefuran in Nanjing yellow-brown soil with different moisture

土壤含水量不仅影响微生物的生长繁殖，还会对土壤中的酶起到一定的影响（赵月，2012）。在土壤含水量低的情况下，含水量不能满足微生物和酶的需要，因而降解的较慢。土壤含水量加大，微生物和酶的活性加大，降解速率增加。同时，呋虫胺在水中的溶解度较大，水的存在会促进农药在土壤中的移动，增加生物的利用率（Wang等，2014；Konda和Pasztor，2001）。但是当含水量过大，在本实验情况下，达到饱和持水量的80%时，可能会抑制部分微生物的呼吸，减弱微生物的作用，同时会对酶的作用产生一定的影响，导致呋虫胺降解速率的减慢。

表3　呋虫胺在灭菌和灭菌以及去除有机质土壤中降解的动力学参数Table 3 Degradation kinetic parameters of dinotefuran at treated with sterilized and sterilized and removal of organic matter

2.3土壤微生物和有机质对呋虫胺降解的影响

呋虫胺在灭菌、去除有机质（灭菌）和对照3种土壤中的降解动力学参数见表3。两种处理相对于对照有很大的差异。对照、灭菌和去除有机质（灭菌）土壤降解的半衰期分别为35.2、75.3和216.6 d。84 d时呋虫胺在对照土壤中的残留量是0.68 mg·kg-1，仅是初始浓度的13.60%，而在灭菌和去除有机质（灭菌）土壤中的残留量分别是2.90和3.92 mg·kg-1，是其初始浓度的58.00%和78.40%。表明微生物和有机质的存在加快了土壤中呋虫胺的降解。

本研究中，对照处理的降解是生物和非生物的共同作用，灭菌土壤的降解为非生物作用，灭菌条件下的半衰期是对照处理的2.1倍，可见微生物对呋虫胺在的土壤中的降解起着重要作用。在去除有机质（灭菌）的条件下的半衰期是对照处理的6.2倍，土壤中的微生物的大量减少以及有机质的缺少使降解体系仅为微弱的水解作用和化学降解，另一方面，可以看出土壤有机质对呋虫胺的降解起着重要作用，土壤有机质不仅能保持土壤水分，而且为微生物生活所提供必须的碳源（刘效东等，2011；Jung等，2008）。

2.4呋虫胺在土壤中的移动性

呋虫胺在不同土壤薄层中的分布结果见图4和图5，从图中可以看出不同土壤中呋虫胺的分布不同。薄层层析研究结果表明，呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤、东北黑土中的Rf值分别为0.77、0.87、0.55。根据《化学农药环境安全评价试验准则》（GB/T 31270─2014），呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤中属于易移动，在东北黑土中属于中等移动。土柱淋溶研究结果表明，呋虫胺在3种土壤中的淋溶速率分别是：江西红壤>南京黄棕壤>东北黑土；呋虫胺在南京黄棕壤中属于可淋溶，在江西红壤中属于易淋溶，在东北黑土中属于较难淋溶。

土壤薄层层析是利用土壤为载体，以水为流动相，模拟自然条件下农药在土壤中的移动性。由于呋虫胺在水中的溶解度为40 g·L-1（20 ℃），在水相和土壤之间分配时，呋虫胺和水相的亲和力较强，易于随水相而移动，这和溶解度较大的农药研究结果类似（张传琪等，2012）。3种供试土壤结果差异性可能是与土壤的粘粒和有机质的吸附作用有关，这与李彦文（2006）研究一致，土壤的粘粒和有机质含量越高，农药在土壤中迁移性越弱。

土柱淋溶研究表明，呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤的淋出液分别占总量的37.4%、65.0%，呋虫胺在东北黑土中主要集中在10.0～30.0 cm处，呋虫胺的迁移能力较强，易进入到地下水中，对地下水污染存在潜在风险性，应该引起足够重视。

图4　呋虫胺在土壤薄层层析的分布Fig. 4 Dinotefuran distributed of in the soil TLC

图5　呋虫胺在土柱中的分布Fig. 5 Dinotefuran distributed of in the soil column

3　结论

呋虫胺3种土壤降解中，南京黄棕壤中属于中等降解，江西红壤和东北黑土中均属于较难降解；土壤湿度越大，降解越快，含水量过大会抑制降解；土壤微生物和有机质对呋虫胺土壤降解起重要作用。呋虫胺在南京黄棕壤、江西红壤中属于易移动，在东北黑土中属于中等移动，移动性大小顺序为江西红壤>南京黄棕壤>东北黑土。呋虫胺在南京黄棕壤中属于可淋溶，在江西红壤中属于易淋溶，在东北黑土中属于较难淋溶，淋溶速率大小顺序为江西红壤>南京黄棕壤>东北黑土。呋虫胺易进入到地下水，对地下水污染存在潜在的风险性。

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Studies on the Degradation and Mobility of Dinotefuran in Soil

LIU Jisong1, HU Cunzhong2, LU Fan2, SHI Haiyan1, WANG Minghua1*
1. College of Plant Protection, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China; 2. Suke Agro-chemical of Jiangsu Province Co. Ltd, Nanjing 210014, China

Abstract:Extensive use of dinotefuran can cause some problems such as soil and groundwater pollution, and deterioration of ecological environment. Researching the degradation characteristics and mobility of dinotefuran in soil has important significance for environment safety evaluation of dinotefuran. The degradation and mobility of dinotefuran in three kinds of soils were investigated, and the influence factors of dinotefuran degradation in soil were studied by using indoor simulating test. The results showed that the degradation rates of dinotefuran in three kinds of soils following sequence: Nanjing yellow-brown soil > Northeast China black soil > Jiangxi red soil，and the half life were 35.2, 92.4 and 154.0 days, respectively. Dinotefuran possess a medium degradation in Nanjing yellow-brown soil，and difficult degradation in Jiangxi red soil and Northeast China black soil. The decay of dinotefuran was accelerated with the moisture of soil elevating, dinotefuran decay was decreased with 80% moisture treatments because microbial organisms growth was inhibited. When the microbial organisms and organic matter are present in soil, the degradations of dinotefuran were accelerated 2.1 and 6.2 times, respectively. The soil thin-layer chromatography (TLC) showed that the Rfof dinotefuran were 0.77, 0.87 and 0.55 in Nanjing yellow-brown soil, Jiangxi red soil and Northeast China black soil, respectively. These results indicated that dinotefuran was removable in Nanjing yellow-brown soil and Jiangxi red soil, medium-mobile in Northeast China black soil. The results of soil column leaching showed that 37.4% and 65.0% dinotefuran were leached out in Nanjing yellow-brown soil and Jiangxi red soil, respectively. Dinotefuran moved mainly in a distance of 10.0～30.0 cm in Northeast China black soil. This work demonstrates that dinotefuran has potential risk for contaminating groundwater and attention should be paid to its application.

Key words:dinotefuran; degradation in soil; mobility; leaching

收稿日期：2015-01-23

*通信作者：王鸣华，男，教授，博士，主要从事农药残留与环境毒理研究，E-mail: wangmha@njau.edu.cn

作者简介：刘纪松（1989年生），男，硕士研究生，研究方向为农药残留与环境毒理；E-mail: 2013802170@njau.edu.cn

基金项目：江苏省研究生工作站项目

中图分类号：X131.3

文献标志码：A

文章编号：1674-5906（2015）06-1063-06

DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.06.023