郭南，呂珍珍，周雨杭，曹戰(zhàn)文，梁爽，侯志廣，逯忠斌

（吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)植物保護(hù)學(xué)院，長春 130118）

農(nóng)藥是一類重要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料，在保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)安全中發(fā)揮了重大作用，但農(nóng)藥濫用帶來的生態(tài)環(huán)境問題也非常嚴(yán)重，包括土壤和水環(huán)境污染、抗藥性及農(nóng)藥殘留與農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量問題等，開發(fā)低毒、高效、綠色農(nóng)藥勢在必行。溴氰蟲酰胺（cyantraniliprole，CNAP）是一種新型殺蟲劑，屬于第二代魚尼丁受體類殺蟲劑，2007年由杜邦公司開發(fā)。CNAP的作用機(jī)制新穎，其進(jìn)入昆蟲體內(nèi)后，與神經(jīng)及肌肉細(xì)胞中的魚尼丁受體結(jié)合干擾鈣離子通道活動，致使昆蟲進(jìn)食障礙、肌肉麻痹、活動力下降直至死亡。在國內(nèi)CNAP已在水稻以及多種蔬菜上登記，可以有效防治鱗翅目、半翅目、鞘翅目害蟲，與有機(jī)磷類、氨基甲酸酯類、擬除蟲菊酯類、第一代魚尼丁受體類農(nóng)藥無交互抗性。

據(jù)相關(guān)研究報道，CNAP 對家蠶（LC為0.3 mg·L）、蜜蜂（LC為2.9 mg·L）的急性經(jīng)口毒性為高毒，對蚯蚓有慢性影響，對斑馬魚的急性毒性為低毒，但會顯著影響斑馬魚胚胎發(fā)育，對斑馬魚胚胎的急性毒性為中毒。也有研究報道CNAP 對雌性大鼠具有生殖毒性（150 mg·kg·d）并會干擾大鼠的內(nèi)分泌系統(tǒng)。而CNAP的制劑在水稻和蔬菜上廣泛應(yīng)用，而且能作為種子處理劑防治地下害蟲，其有可能隨著灌溉、降雨、地表徑流等途徑擴(kuò)散到農(nóng)田以外的自然生態(tài)環(huán)境中造成環(huán)境風(fēng)險。開展CNAP 在農(nóng)田土壤中的遷移規(guī)律研究十分重要，可為合理使用、安全生產(chǎn)、環(huán)境治理及劑型研發(fā)提供理論基礎(chǔ)。吸附是評價農(nóng)藥在土壤中移動性的重要指標(biāo)。因此，本研究較為系統(tǒng)地分析了CNAP在5種常見的不同類型農(nóng)田土壤的吸附特性，探討了吸附機(jī)理及pH對吸附行為的影響，為CNAP的科學(xué)使用和環(huán)境評價提供了數(shù)據(jù)支持。

1 材料與方法

1.1 儀器與試劑

5種土壤樣品均取自農(nóng)田耕層（20 cm）土壤，去除植株殘體、石塊等雜物后充分混合，風(fēng)干后研磨，過80 目篩，置于干燥避光處保存。供試土壤的基本理化性質(zhì)見表1。

表1 土壤的基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of the soils

儀器與試劑：安捷倫1200 型高效液相色譜儀；溴氰蟲酰胺標(biāo)準(zhǔn)品（Dr.Ehrenstorfer GmbH 公司，純度98.7%）；甲醇、乙腈（色譜級，MREDA 公司提供）；氯化鈣（分析純）；超純水；BS-2E 恒溫振蕩培養(yǎng)箱；TDL-5-A 離心機(jī)；IKA Vortex3 渦旋混勻器；LE204E分析天平；ST300 ZH酸度計。

1.2 試驗方法

1.2.1 標(biāo)準(zhǔn)溶液配制

準(zhǔn)確稱取0.010 1 g 的CNAP 標(biāo)準(zhǔn)品粉末，用10 mL 甲醇溶解配制成1 000 mg·LCNAP 標(biāo)準(zhǔn)溶液，置于4 ℃冰箱中保存。

配制0.01 mol·L的CaCl溶液作為背景溶液，用于保持離子強(qiáng)度。使用背景溶液將1 000 mg·LCNAP標(biāo)準(zhǔn)溶液稀釋至其他濃度用于后續(xù)試驗。

1.2.2 吸附動力學(xué)試驗

參考OECD 對化學(xué)品吸附性測試的批平衡方法。首先以1∶1、1∶3、1∶5、1∶10、1∶50 的固液比進(jìn)行預(yù)試驗，確定適宜固液比為1∶3，此時CNAP 在5 種供試土壤吸附率在20%～70%之間。稱取5 種供試土壤2.00 g 于50 mL 三角瓶中，加入濃度為1 mg·L的CNAP 溶液6 mL，以120 r·min的頻率，25 ℃恒溫振蕩。在0.1、0.3、0.5、1、2、4、6、12、24、48、72 h時分別取樣，5 000 r·min離心5 min，取上清液過0.22 μm濾膜，使用HPLC測定CNAP濃度。每組樣品3個重復(fù)，設(shè)置不含CNAP 的空白處理，不含土壤的對照處理。當(dāng)上清液中CNAP濃度不再變化時即認(rèn)為到達(dá)平衡時間。

1.2.3 等溫吸附試驗

參照前述試驗方法，在3 個溫度條件下進(jìn)行等溫吸附試驗。溶液中的CNAP 濃度設(shè)置為0.5、1、5、10、50 mg·L，溫度分別為15、25、35 ℃，振蕩時間為動力學(xué)試驗得到的平衡時間。樣品經(jīng)振蕩、離心后，取上清液用HPLC測定CNAP濃度。

1.2.4 初始pH對吸附的影響

參照前述試驗方法，配制濃度為1 mg·L的CNAP 溶液，并用HCl 溶液和NaOH 溶液調(diào)節(jié)初始pH為3、4、5、6。25 ℃恒溫振蕩至平衡，測定上清液中CNAP 濃度。在對CNAP 的其他研究中發(fā)現(xiàn)，其在堿性水溶液中會快速降解，所以不設(shè)置堿性條件。

1.3 分析方法

采用高效液相色譜法。色譜柱：BDS HYPERSIL C18 Dim.（mm）250×4.6；檢測器：紫外檢測器，檢測波長265 nm；流動相：乙腈-水（60∶40，∶）；流速：1 mL·min；進(jìn)樣量：10 μL；保留時間：4.2 min。

1.4 數(shù)據(jù)分析

吸附量采用如下公式計算：

式中：為單位質(zhì)量土壤對CNAP 的吸附量，mg·kg；為未加土壤水溶液中CNAP 的濃度，mg·L；為土-水體系水相中CNAP 的濃度，mg·L；為水溶液體積，L；為土壤質(zhì)量，kg。

使用準(zhǔn)一級動力學(xué)方程、準(zhǔn)二級動力學(xué)方程和Elovich 方程研究CNAP 的吸附行為。使用Origin 軟件對數(shù)據(jù)進(jìn)行非線性擬合。

準(zhǔn)一級動力學(xué)方程：

準(zhǔn)二級動力學(xué)方程：

Elovich方程：

式中：q為時刻單位質(zhì)量土壤對CNAP 的吸附量，mg·kg；為平衡時溶液中CNAP的濃度，mg·L；為準(zhǔn)一級動力學(xué)吸附速率常數(shù)，kg·mg·h；為吸附時間，h；為平衡時單位質(zhì)量土壤對CNAP 的吸附量，mg·kg；為準(zhǔn)二級動力學(xué)吸附速率常數(shù)，kg·mg·h；為初始吸附速率常數(shù)，mg·kg·h；為Elovich方程常數(shù)，kg·mg。

采用Freundlich 等溫吸附方程和Langmuir 等溫吸附方程對等溫吸附試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行分析。Freundlich方程：

Langmuir方程：

根據(jù)可計算經(jīng)有機(jī)質(zhì)標(biāo)化的吸附常數(shù)，公式為：

式中：為單位質(zhì)量土壤對CNAP 的吸附量，mg·kg；為Freundlich吸附常數(shù)，L·kg；1/反映吸附的非線性程度；為最大吸附量，mg·kg；為Langmuir 常數(shù)，L·mg；為有機(jī)質(zhì)吸附常數(shù)，mL·g；為土壤有機(jī)質(zhì)含量，%。

吸附熱力學(xué)數(shù)據(jù)使用Van’t Hoff方程計算。

式中：為Freundlich 常數(shù)，吸附物質(zhì)在固液兩相中的分布常數(shù)；為吸附焓變，kJ·mol；為吸附熵變，kJ·mol·K；R 為理想氣體常數(shù)，取值8.314 J·mol·K。擬合ln對1/的線性方程可得到和。

1.5 計算模擬

為了探究吸附機(jī)制，進(jìn)一步對吸附體系進(jìn)行了模擬計算，使用的程序有：量子化學(xué)計算程序ORCA和PSI4、第一性原理計算程序CP2K、波函數(shù)分析程序Multiwfn、分子建?？梢暬浖MD。黃腐酸（Fulvic acid，F(xiàn)A）是一種小分子腐植酸，含有羧基、羥基、芳環(huán)和短碳鏈，能較好地代表土壤中有機(jī)質(zhì)的結(jié)構(gòu)。首先輸入CNAP 和FA 的分子結(jié)構(gòu)，在CP2K 中進(jìn)行分子動力學(xué)模擬，在350 K 條件下可獲得一批能量不同的構(gòu)象。將能量最低構(gòu)象作為初猜結(jié)構(gòu)，使用ORCA 程序的密度泛函方法在B3LYP-D3/def2-SVP級別優(yōu)化FA 和CNAP 的二聚體結(jié)構(gòu)，最后在B3LYPD3/def2-TZVP 級別計算單點(diǎn)能并獲得準(zhǔn)確的波函數(shù)。使用PSI4 程序?qū)ι鲜鲶w系做對稱匹配微擾理論（SAPT）能量分解計算，計算級別為sSAPT0/jun-ccpVDZ。

2 結(jié)果與討論

2.1 CNAP在不同土壤中的吸附動力學(xué)

圖1 是1 mg·LCNAP 在5 種土壤中的吸附動力學(xué)曲線。從圖中可以看出，在5 種不同土壤中的吸附動力學(xué)趨勢是相似的，吸附過程可分為兩個階段：0～12 h吸附較快，水相中CNAP的濃度快速下降，12 h時的吸附量均達(dá)到平衡吸附量的80%以上，屬于快吸附階段。土壤礦物表面的有機(jī)質(zhì)有豐富的極性官能團(tuán)，包括羥基、羰基、氨基等，這些官能團(tuán)能與CNAP形成大量的分子間氫鍵，降低吸附體系的能量，這可能是快速吸附的主要機(jī)理，也是大部分有機(jī)污染物在土壤中的吸附機(jī)制。12 h 后進(jìn)入慢吸附階段，水相中CNAP 濃度的變化平緩。一般而言，吸附的過程可分為4 個階段：分子擴(kuò)散、膜擴(kuò)散、顆粒內(nèi)擴(kuò)散和表面吸附，通常分子擴(kuò)散和表面吸附是迅速的，在土壤顆粒表層水膜中的擴(kuò)散也是短程的，所以顆粒內(nèi)擴(kuò)散往往決定吸附速率。土壤礦物表面吸附位點(diǎn)達(dá)到飽和，CNAP 向礦物內(nèi)部或者孔隙擴(kuò)散，這個過程往往需要跨越能壘，擴(kuò)散后表面吸附位點(diǎn)重新暴露繼續(xù)吸附，造成吸附速率降低。CNAP 還可能與礦物表面的氧原子形成氫鍵，這類氫鍵與CNAP-有機(jī)質(zhì)氫鍵相比較弱且數(shù)量較少，吸附能力較差，造成吸附速率降低。48 h 后吸附量不再增加，達(dá)到吸附平衡。先快速吸附后慢速吸附是一種典型的固-液吸附模式。褐土和潮土48 h 時吸附量無顯著性差異。其他任意2 種土壤之間的平衡吸附量存在顯著差異。在CNAP 的實際使用中應(yīng)當(dāng)考慮降水、灌溉可能造成的污染擴(kuò)散，盡量避免在降水和灌溉前48 h內(nèi)施用農(nóng)藥。

圖1 吸附量隨時間變化的曲線Figure 1 Curve of adsorption capacity over time

使用Elovich 方程、準(zhǔn)一級動力學(xué)方程、準(zhǔn)二級動力學(xué)方程分別對吸附動力學(xué)過程進(jìn)行了分析。結(jié)果（見表2）表明，Elovich 方程能很好地描述CNAP 在土壤中的吸附行為。Elovich 方程主要用于描述固體表面的吸附行為，其假定吸附過程中活化能會隨著吸附劑表面覆蓋率的變化而變化，不考慮解吸的影響，而實際中吸附過程是吸附、解吸、擴(kuò)散的綜合過程，Elovich 方程在吸附平衡前能夠更好地描述吸附過程。參數(shù)為Elovich 吸附模型的初始吸附速率，為吸附活化能的變化率。5 種土壤的初始吸附速率由小到大的順序為紅壤土＜潮土＜褐土＜黑土＜水稻土，與土壤有機(jī)質(zhì)含量順序一致。

表2 CNAP的動力學(xué)吸附方程參數(shù)Table 2 Parameters of the adsorption kinetic equations for CNAP

2.2 CNAP在不同土壤中的等溫吸附特性

等溫吸附結(jié)果表明，CNAP 在不同土壤中的吸附量與水相中CNAP 的初始濃度密切相關(guān)，初始濃度越高，吸附量越高。由表3 可知，F(xiàn)reundlich 方程和線性方程的決定系數(shù)（）平均值為0.998 2 和0.993 3，都能較好地描述不同溫度下CNAP 的吸附行為。但是Langmuir方程在某些情況下存在參數(shù)發(fā)散的問題，無法達(dá)到收斂標(biāo)準(zhǔn)，高達(dá)10mg·kg，與實際情況不符。通過Freundlich 方程的擬合結(jié)果可知，相同溫度條件下，潮土和褐土的吸附量差異較小，吸附量從小到大的順序為紅壤土＜潮土＜褐土＜黑土＜水稻土，與有機(jī)質(zhì)含量的順序基本一致。計算25 ℃時CNAP 在潮土、褐土、黑土、紅壤土、水稻土中的有機(jī)質(zhì)吸附系數(shù)，對結(jié)果取10 為底的對數(shù)，分別為4.184、4.330、3.997、3.134、4.118。根據(jù)EPA 對農(nóng)藥移動性的分級，CNAP 在紅壤土中為弱移動性，在其他4 種土壤中幾乎沒有移動性。

表3 CNAP的等溫吸附方程參數(shù)Table 3 Parameters of the adsorption isotherm equations for CNAP

對25 ℃時的Freundlich 方程吸附常數(shù)和土壤理化性質(zhì)進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析，結(jié)果見表4。表4顯示，與土壤有機(jī)質(zhì)含量呈顯著正相關(guān)（＜0.05），與沙粒含量有一定的負(fù)相關(guān)性但并不顯著，與其他性質(zhì)基本無相關(guān)性。這說明CNAP 在土壤中的吸附行為主要受土壤有機(jī)質(zhì)的影響，同時吸附量也一定程度受到土壤機(jī)械組成的影響，黏粉粒含量的增加提高了吸附量，這是因為黏粉粒具有更高的比表面積，土壤有機(jī)質(zhì)分布在礦物的表面，更高的比表面積可在礦物表面提供更多的吸附位點(diǎn)，提高吸附量。根據(jù)CNAP 的吸附特性可知，對于被CNAP 污染的土壤可以通過使用有機(jī)肥、高比表面積的吸附劑等方法控制污染。

表4 KF與土壤性質(zhì)的Pearson相關(guān)性分析Table 4 Pearson correlation analysis between KF and soil properties

2.3 CNAP在不同土壤中的吸附熱力學(xué)

使用Van’t Hoff方程對3個溫度下的等溫吸附數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合分析，結(jié)果見表5。吸附焓變均為正值，說明CNAP 在土壤中的吸附屬于吸熱過程，符合溫度越高吸附量越大的規(guī)律，且||＜40 kJ·mol，屬于物理吸附。以范德華力和氫鍵為主導(dǎo)的吸附作用的焓變分別為0～10 kJ·mol和2～40 kJ·mol，所以CNAP 的吸附機(jī)制可能包括范德華力和氫鍵。為正值表明CNAP 的吸附過程是熵增的過程，當(dāng)焓變?yōu)檎禃r，熵增成為吸附作用的驅(qū)動力。當(dāng)土壤處于吸附溶液中，吸附質(zhì)分子進(jìn)入吸附位點(diǎn)的過程會讓其自由度減小，體系的熵減小。土壤也會吸附水分子，由于CNAP 分子的范德華體積遠(yuǎn)大于水分子，一個CNAP 分子的吸附致使多個水分子脫附，脫附行為產(chǎn)生的熵增大于水分子被吸附的熵減，所以熵增為吸附提供驅(qū)動力，這種機(jī)制也被稱作疏水吸附機(jī)制。大部分條件下為負(fù)值，此時吸附是自發(fā)的過程。只有紅壤土在15 ℃時＞0，此時吸附不能自發(fā)進(jìn)行，需要環(huán)境為其提供能量。隨著溫度的升高而降低，高溫有利于吸附的發(fā)生，提高吸附量。

表5 CNAP在不同土壤上吸附行為的熱力學(xué)參數(shù)Table 5 Thermodynamic parameters for adsorption of CNAP on different soils

2.4 初始pH對吸附量的影響

pH 對吸附量影響的結(jié)果見圖2，CNAP 在潮土、褐土、紅壤土中的吸附量隨著pH的變化有顯著變化，吸附量隨著pH 的升高先增大后減小，最大吸附量在pH 為4～5 之間。紅壤土最大吸附pH 比潮土、褐土低的原因可能是紅壤土自身pH 較低。CNAP 在水中的預(yù)測pk為6.49，分子中含有2 個酰胺結(jié)構(gòu)，在pH 較低時酰胺基可與溶液中的氫離子結(jié)合形成CNAP 正離子，借助陽離子交換作用能夠增加吸附量。通常認(rèn)為當(dāng)溶質(zhì)pk減去溶液pH 的值大于2 時，溶質(zhì)在溶液中主要存在形態(tài)為正離子形態(tài)（＞98%）。土壤礦物由于類質(zhì)置換作用帶負(fù)電荷，容易吸引帶有正電荷的粒子。當(dāng)氫離子濃度過高時，水合氫離子競爭吸附，降低吸附量。黑土和水稻土可能由于有機(jī)質(zhì)含量較高，土壤質(zhì)地黏重，對pH緩沖效果明顯，能夠有效緩沖吸附溶液中的氫離子，所以pH對吸附量的影響較小。

圖2 不同pH條件下CNAP的吸附量Figure 2 Adsorption capacity of CNAP at different pH

2.5 吸附機(jī)制的計算模擬

能量計算顯示，F(xiàn)A 和CNAP 結(jié)合之后能量降低，其相互作用能為-105.765 kJ·mol。本研究使用相互作用區(qū)域指示函數(shù)（IRI）法考察分子間的相互作用。結(jié)果如圖3 所示，用不同的顏色繪制IRI 等值面。可見FA 和CNAP 之間有大片的綠色區(qū)域，此處為芳環(huán)之間的π-π 堆積作用，屬于范德華力。自然界中的腐植酸也含有大量的芳環(huán)結(jié)構(gòu)，可與CNAP 形成π-π 堆積，但是考慮到自然復(fù)雜環(huán)境中的腐植酸有較長的碳鏈并且能與黏土礦物結(jié)合在芳環(huán)附近形成空間位阻，且π-π堆積作用作用距離短，4.0 ?以上就可以認(rèn)為π-π 堆積作用不存在，所以π-π 堆積作用僅在吸附構(gòu)象較為理想時才能出現(xiàn)。π-π 堆積作用是疏水作用的機(jī)理之一，芳環(huán)靠近后會排出附近水分子，通過熵效應(yīng)促進(jìn)吸附，與前文熱力學(xué)試驗中得到的結(jié)論一致。圖中用黃色虛線標(biāo)記出了分子間氫鍵，可以看出FA 與CNAP 均含有大量易于形成氫鍵的基團(tuán)，F(xiàn)A 的羰基氧和CNAP 的氨基氫能形成鍵能較強(qiáng)的NH···OC 氫鍵，此外CNAP 的氰基具有較強(qiáng)的吸電子效應(yīng)，所以芳環(huán)上的氫原子也能與FA 中的羥基形成較弱的CH···OH氫鍵。

圖3 FA和CNAP的IRI分析Figure 3 IRI analysis between FA and CNAP

能量分解計算結(jié)果顯示FA 和CNAP 的相互作用能為-115.667 kJ·mol，靜電作用、交換作用、色散作用、誘導(dǎo)作用的貢獻(xiàn)分別為-98.766、156.317、-35.259、-137.959 kJ·mol。對吸引力貢獻(xiàn)最大的是色散作用，其次是靜電作用，F(xiàn)A 和CNAP 體系之間的色散作用主要表現(xiàn)形式為π-π 堆積，較弱的分子間氫鍵也存在色散作用；靜電作用-98.766 kJ·mol，主要由FA和CNAP的分子間氫鍵貢獻(xiàn)。

綜上所述，推測在實際環(huán)境中，CNAP 與腐植酸之間能形成多個氫鍵，并且可能與腐植酸之間存在π-π堆積作用。

3 結(jié)論

（1）溴氰蟲酰胺（CNAP）的吸附動力學(xué)過程符合Elovich 方程，1～12 h 為快吸附階段，吸附平衡時間為48 h，平衡時吸附量由小到大的順序為紅壤土＜潮土＜褐土＜黑土＜水稻土。

（2）25 ℃時Freundlich 吸附常數(shù)在1.11～4.97 之間，在紅土中具有弱移動性，在其他4 種土中不具有移動性。Freundlich吸附常數(shù)和有機(jī)質(zhì)含量顯著正相關(guān)，和黏粉粒含量正相關(guān)。在造成紅壤污染后，CNAP有向地表水、地下水遷移的可能。

（3）CNAP 的吸附過程為吸熱過程，吸附自由能變?yōu)樨?fù)值，在常溫下可以發(fā)生自發(fā)的吸附行為，升高溫度有利于吸附。||＜40 kJ·mol，屬于物理吸附。

（4）初始pH 顯著影響CNAP 在潮土、褐土、紅壤土的吸附量，最大吸附量時的pH 為4～5。黑土和水稻土的吸附量不受初始pH的影響。

（5）CNAP 可與腐植酸形成氫鍵，推測氫鍵是吸附的主要機(jī)制。CNAP 和腐植酸中的芳環(huán)存在π-π堆積作用，但對吸附構(gòu)象有較高要求，推測可能是次要機(jī)制。