吡唑醚菌酯在不同土壤中的吸附和降解 及竹炭对其影响

刘旭东，韩 磊，姚小龙，罗 跃，龙友华，吴小毛

(1.贵州大学 作物保护研究所，贵阳 550025；2.贵州大学 猕猴桃工程技术研究中心，贵阳 550025；3.贵州大学 农学院，贵阳 550025)

作为一种新型的土壤污染修复剂，生物炭被称为是土壤肥力和土壤可持续性的优良改良剂和环境管理的重要工具[1]，是由木材、秸秆和稻壳等生物质不完全燃烧所形成的多孔碳质固体，其富含碳(C)、氢(H)、氧(O)等元素，具有较大的比表面积、丰富的微孔结构和较高的孔隙率以及其他物理化学特性[2]。这些特性可使它有效地吸附和隔离土壤中的农药。

研究表明，土壤经生物炭改良后可有效提高对农药的吸附，且表现出显著的脱附延迟[3]；可有效降低农药的下渗和迁移，从而减小污染物对地下水的潜在污染[4]。在土壤中添加1%的小麦灰可对敌草隆的吸附量提高7～80倍[7]。由于生物炭对农药的吸附，在土壤中添加生物碳后，微生物对农药的利用率下降，导致农药的生物降解被抑制，矿化进程被延迟。如在土壤中加入少量的生物炭可抑制苯甲腈的生物降解[5]，以及降低敌草隆对稗草的生物有效性和除草效果[6]。这说明土壤中施入生物炭后，一方面能有效降低土壤中残留农药的生物有效性和生态毒性[7]；另一方面还可导致土壤施用除草剂的药效降低以及农药半衰期延长[8]。鉴于生物炭材料的差异，以及土壤理化性质与生物炭对污染物环境行为的复杂性，非常有必要研究土壤中生物炭对农药吸附和降解的影响规律，有利于合理评价生物炭输入农田的综合效应，指导生物炭合理施用。

吡唑醚菌酯(pyraclostrobin)又名唑菌胺酯，是一种高效、广谱的新型甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂。甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂是目前全球销量最大的一类杀菌剂，其大量广泛应用可导致该类药剂进入并污染水体环境。近年来甲氧基丙烯酸酯类杀菌剂在水体中被频繁检出。Wightwick等[9]调查发现，嘧菌酯、吡唑醚菌酯和肟菌酯在澳大利亚园艺集水区水样中的最大检出量分别为0.03、0.10、0.73 μg/L，而吡唑醚菌酯在沉积物中的最大检出量为1.0 μg/L。目前，关于竹炭对土壤中吡唑醚菌酯的环境行为影响研究未见报道。本研究目的在于通过揭示竹炭对土壤中吡唑醚菌酯吸附及降解动态的影响规律，为土壤中生物炭的综合效应评估、土壤中吡唑醚菌酯的环境污染风险评价以及农药污染治理提供参考。

1 材料与方法

1.1 供试材料

1.1.1 农药、试剂和仪器

吡唑醚菌酯(pyraclostrobin)标准品(质量分数≥ 99%，上海阿拉丁生化科技有限公司)。甲醇、甲酸均为LC-MS级(德国SIGMA公司)；乙二胺-N-丙基硅烷(PSA)与C18固相分散剂(贵州昌恒生物科技有限公司)。无水硫酸镁、氯化钠等试剂未作说明均为分析纯。

LC-MS/MS G6470型液相色谱-串联质谱仪(美国Agilent公司)；Thermo ST8 ST8R高速离心机(美国Thermos公司)；GXM-258A恒温培养箱(宁波江南仪器厂)；VM100漩涡振荡仪(北京托摩根生物科技有限公司)。

1.1.2 供试生物炭

供试生物炭为竹炭(购自江苏点滴化学有限公司)。通过BET法计算比表面积，Horvath-Kawazoe (H-K)方法计算微孔平均直径(dp)，采用相对压力P/P0=0.95时的吸附量来计算微孔体积。测得其比表面积为918.4932 m2/g，总微孔体积为0.3248 cm³/g，总孔隙体积为0.4493 cm³/g与微孔平均直径为0.4643 nm。

1.1.3 供试土壤和吸附剂

选择我国5种不同类型的典型农田土壤(湖南红土、黑龙江黑土、浙江水稻土、陕西黄土和山西褐土)作为供试土壤，均采自农田0～20 cm的耕作土层。采集后去掉石块和其他杂物。经自然风干、研碎后过筛(降解试验土壤过2 mm筛，吸附试验土壤过0.25 mm筛)，在4 ℃条件下贮存，备用。供试土壤的理化性质见表1。

表1 供试土壤基本理化性质

本试验以黑土添加竹炭制作人工吸附剂。竹碳在黑土中质量分数分别为0%、0.1%、0.5%、1%、2%和5%，添加竹炭的土壤于振荡器上反复振荡，使竹炭和土壤颗粒充分混合均匀，作吸附剂备用。

1.2 试验方法

1.2.1 吸附试验

吸附试验采用批处理恒温振荡法[10]。背景溶液为含0.01 mol/L CaCl2的溶液，并添加500 mg/L叠氮钠以抑制微生物生长。吡唑醚菌酯标准品用丙酮溶解配成100 mg/L储备液保存于4 ℃冰箱，每次吸附试验前用背景溶液稀释成5种不同浓度(0.25、0.5、1、2、5 mg/L)的工作溶液。

称取5种土壤和吸附剂各2.0 g置于150 mL锥形瓶中，分别加入吡唑醚菌酯工作溶液20 mL，封口膜密封，于25 ℃以120 r/min速度在旋转式振荡器上振荡24 h后(经预试验表明振荡24 h可达到吸附平衡)将其悬浮液转移至离心管中，然后4000 r/min离心10 min，提取净化，分别测定吸附平衡时水相、土壤和吸附剂中吡唑醚菌酯的含量。每处理重复3次，并设空白对照。

1.2.2 土壤降解试验

分别称取5种土壤各250 g于不同的500 mL三角瓶中(包括添加及未添加竹炭的土壤样品)，试验前将称量好的5种土壤置于恒温培养箱25 ℃中预培养7 d。用丙酮配制100 mg/L吡唑醚菌酯标准溶液，并稀释成所需浓度，随后取0.1 mL加到各土壤中，用玻璃棒拌匀，在通风处放置一定时间待丙酮挥发完全，使土壤中吡唑醚菌酯初始质量分数为5 mg/kg。通过加超纯水将土壤含水量调节到饱和持水量的60%，塞上棉塞，置于25 ℃恒温培养箱内进行避光培养，分别于0 (2 h)、1、2、4、7、10、14、21、30、40 d后取样检测吡唑醚菌酯的含量，每处理设3次重复。培养过程中及时调节三角瓶内水分含量，以保持原有持水状态。

1.2.3 土壤残留吡唑醚菌酯提取

准确称取10 g样品于装有1 g氯化钠、4 g无水硫酸镁的50 mL离心管中，随后加入5 mL超纯水、10 mL乙腈，充分震摇混匀10 min，混匀后于50 mL离心机上3000 r/min离心10 min，使提取剂中的水相和有机相分层。随后移取1.5 mL上清液于装有150 mg无水MgSO4、50 mg PSA的2 mL离心管中，漩涡混匀2 min，将2 mL离心管于10000 r/min转速下离心5 min，取上清液过0.22 μm有机滤膜，装瓶，待进样。

1.2.4 仪器分析方法

液相色谱条件：EclipsePlus C18色谱柱(2.1 mm× 50 mm，1.7 μm)；流动相为V甲醇∶V0.1%甲酸水溶液=70∶30；流速0.3 mL/min；进样量2.0 μL；柱温40 ℃。

质谱条件：电喷雾正离子源(ESI+)，正离子多反应监测(MRM)模式。毛细管电压3.5 kV，雾化气流速5.0 L/min，鞘气流速11.0 L/min，碎片电压157 V，喷针电压500 V。定量离子对为388.1＞193.9*，碰撞能量48 V；定性离子对为388.1＞163，碰撞能量为32 V。

1.2.5 统计与计算

采用Origin2018进行数据分析。以一级动力学方程Ct=C0e-kt拟合吡唑醚菌酯在土壤中的降解曲线。土壤对农药的吸附用以下公式计算[12]：

(1)土壤对农药的吸附量(Cs) 式中：Cs指土壤对供试物的吸附含量(mg/kg)，C0、Ce、V分别指水溶液中吡唑醚菌酯的初始质量浓度(mg/L)、平衡质量浓度(mg/L)和水溶液初始体积(mL)；m指土壤质量(g)。

(2)用Freundlich方程描述吡唑醚菌酯在土壤中的吸附规律[12]：

式中：Kd为Freundlich吸附系数；n为经验系数。

(3)土壤吸附自由能(GΔ )与吸附常数Koc的关系可用下式表示[13]：

式中：R为摩尔气体常数；T为绝对温度(K)；om为土壤有机质质量分数(%)。

2 结果与分析

2.1 方法的准确度和精密度

以吡唑醚菌酯标准液质量浓度为横坐标，峰面积为纵坐标绘制标准曲线。在0.1～5 mg/L范围内得到吡唑醚菌酯的回归方程为y=74013x+9696.8 (R2=0.9983)。在0.1～5 mg/kg质量浓度范围内，吡唑醚菌酯在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土中的添加回收率分别是87%～107%、89%～105%、91%～ 107%、93%～106%和91%～105%，相对标准偏差分别为2.35%～6.54%、3.10%～4.96%、4.06%～5.91%、2.82%～4.96%和5.06%～6.10% (表2)。此方法下吡唑醚菌酯分离效果良好、重复性高，准确度和精密度均符合农药残留要求。吡唑醚菌酯的色谱图见图1。

2.2 吡唑醚菌酯在土壤中的吸附

通过研究吡唑醚菌酯在不同类型土壤中的吸附发现，吡唑醚菌酯在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土5种土壤中的吸附均能较好的拟合Freundlich平衡方程，相关系数(R2)分别为0.9983、0.9898、0.9971、0.9978和0.9964 (表3)。根据《化学农药环境安全评价试验准则第4部分：土壤吸附/解吸验》划分标准[12]，吡唑醚菌酯在供试土壤中的吸附性均属于中等吸附。吡唑醚菌酯在5种土壤中的吸附自由能(ΔG)均小于40 kJ/mol (表3)。根据McCall分类法[14]推测其在5种土壤中的吸附方式均为物理吸附且是自发的可逆吸附过程。

表2 吡唑醚菌酯在5种土壤中的添加回收率(n=5)

2.3 吡唑醚菌酯在土壤中的吸附系数与土壤理化性质的相关性

以土壤pH、有机质含量(OM)、阳离子交换量(CEC)、黏粒含量(Clay)、粉粒含量(Silt)和沙粒含量(Sand)为自变量，吸附系数(Kd)为因变量，进行单因子回归分析。结果表明，吡唑醚菌酯在土壤中的吸附能力受土壤pH、有机质含量、阳离子交换量、黏粒含量、粉粒含量和沙粒含量影响，其中与土壤有机质含量相关性最高(R2=0.9643)且呈显著正相关(P＜0.01)(表4)，说明土壤有机质是影响土壤对吡唑醚菌酯吸附行为的主导支配因素。

表3 吡唑醚菌酯在5种土壤中的吸附参数

表4 吡唑醚菌酯在土壤中的Kd值与土壤理化性质的 相关性分析

2.4 竹炭对土壤吸附吡唑醚菌酯的影响

吡唑醚菌酯在添加不同质量分数竹炭的黑土中的吸附同样较好地拟合Freundlich平衡方程。添加0.1%、0.5%、1%、2%和5%质量分数竹炭处理组的吸附相关系数分别为0.9943、0.9882、0.9607、0.9616和0.9042，未添加竹炭处理组的吸附相关系数为0.9951(表5)。在0.1%、0.5%、1%、2%和5%竹炭处理组的Freundlich吸附系数(Kd)分别是未添加竹炭处理组的1.10、2.26、4.20、7.79、14.40倍。竹炭具有较大的比表面积和丰富的孔隙结构及表面官能团，对吡唑醚菌酯具有强烈的吸附性。随着土壤中竹炭含量的增加，土壤对吡唑醚菌酯的吸附性随之增强。

2.5 吡唑醚菌酯在土壤中的降解

本试验严格按照《化学农药环境安全评价试验准则第1部分：土壤降解试验》要求[15]，在避光条件下，分别测定了吡唑醚菌酯在5种土壤中的降解性能，结果见表6。吡唑醚菌酯在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土中的降解半衰期分别为17.77、12.60、13.33、16.91、15.40 d，根据《化学农药环 境安全评价试验准则第1部分：土壤降解试验》划分标准，均属易降解。在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土中其降解速率大小为黑土＞水稻土＞褐土＞黄土＞红土。

表5 竹炭对吡唑醚菌酯在黑土中的Freundlich吸附参数影响

表6 吡唑醚菌酯在5种土壤中的降解

2.6 竹炭对土壤中吡唑醚菌酯降解的影响

吡唑醚菌酯在不同质量分数竹炭土壤中的降解方程见表7。吡唑醚菌酯的降解半衰期随竹炭含量的增加而延长。相比未添加竹炭土壤，在添加0.1%、0.5%、1%、2%和5%竹炭土壤中的半衰期分别延长了4.52、22.27、45.37、74.25、103.12 d。说明施入的竹炭可增强土壤对农药的吸附。

表7 吡唑醚菌酯在不同质量分数竹炭土壤中的降解

3 结论

(1)吡唑醚菌酯在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土中的吸附能较好的拟合Freundlich方程，且吸附性均属于中等吸附，其在5种土壤中的吸附自由能(ΔG)均小于40 kJ/mol，推测该吸附属物理吸附且是自发的可逆吸附过程。

(2)通过吡唑醚菌酯的吸附系数(Kd)与5种土壤各理化性质之间单因子相关性分析发现吡唑醚菌酯在土壤中的吸附与土壤有机质表现出显著的线性正相关，其次与土壤黏粒含量同样表现出较好的相关性。

(3)在0.1%、0.5%、1%、2%和5%竹炭处理组的Freundlich吸附系数(Kd)分别是未添加竹炭处理组的1.10、2.26、4.20、7.79、14.40倍。土壤中施入竹炭可提高对吡唑醚菌酯的吸附性，且随着土壤中竹炭含量的增加，土壤对吡唑醚菌酯的吸附性随之增强。

(4)吡唑醚菌酯在红土、黑土、水稻土、黄土和褐土中降解半衰期分别为17.77、12.60、13.33、16.91、15.40 d，属易降解类农药。在0.1%、0.5%、1%、2%和5%竹炭处理组，其半衰期分别相比未添加竹炭土壤延长了4.52、22.27、45.37、74.25、103.12 d。说明竹炭增强了土壤对农药的吸附作用。