生物炭對噻蟲胺在土壤中吸附和降解的影響

邵翼飛，張 鵬，劉愛菊

（1.山東理工大學農業工程與食品科學學院，山東 淄博255000；2.南開大學環境科學與工程學院，天津300350；3.山東理工大學資源與環境工程學院，山東 淄博255000）

生物炭是無氧或限氧條件下經高溫熱解制備的一類碳質材料，含有高度芳香化的碳結構，具有多孔結構和高比表面積。作為一種多功能的土壤改良劑，生物炭可以減少溫室氣體排放、改善土壤肥力、提高農業生產可持續性[1]。同時，生物炭對多種有機污染物都有著極強的吸附能力[2-4]；還可對有機污染物的水解與氧化還原過程起催化作用[5]。生物炭可從多種途徑影響農藥在土壤中的歸宿。首先，生物炭對農藥具有很強的吸附能力，主要通過疏水性分配作用、孔填充作用、氫鍵作用、p（n）-π 與π-π 電子供體-受體作用和離子架橋作用等進行吸附[2-4]；其次，生物炭還可以通過改變土壤理化環境進而影響農藥的化學降解和微生物降解，有研究表明，豬糞生物炭能夠通過提高pH、釋放金屬離子和表面的活性催化位點來促進阿特拉津、西維因的降解[5]；油菜稈生物炭也可通過促進有機物的化學降解作用和微生物降解作用而提高五氯酚的脫氯反應[6]。因此，利用生物炭修復土壤農藥污染具有重要的應用價值。

生物炭施入土壤后會與土壤中的可溶性有機質（Dissolved organic matter，DOM）、礦物等組分發生相互作用，堵塞表面孔道，減少農藥吸附位點，從而影響農藥在生物炭上的吸附[7-8]。Jin 等[7]研究發現添加生物炭能夠提高土壤體系對吡蟲啉、阿特拉津和異丙隆的吸附，但由于生物炭與土壤混合體系的比表面積和有機碳（Organic carbon，OC）含量的實際值低于理論值，造成其實際吸附量比理論吸附量要低，因此生物炭對農藥在土壤中的吸附能力可能被過高地估計，這一結論有待更多研究數據的驗證。生物炭修復對土壤中農藥的微生物降解也有利有弊。已有研究表明，生物炭能夠改善土壤微環境，提高土壤微生物豐度，進而提高農藥微生物降解的降解率[9-11]。首先，由于生物炭對農藥強烈的吸附作用，減少了微生物和植物對農藥的利用，進而抑制了農藥的微生物降解，且隨著生物炭用量的增加而抑制作用增強[10，12-13]。其次，來自生物炭表面的可降解有機質能夠促進微生物的增長，但生物炭強烈的吸附作用反而減少了微生物對此類物質的利用[14]。以上關于不同生物炭對農藥微生物降解的影響差異，可能與生物炭的熱解溫度、原材料、用量和土壤類型有關[15-16]，這需要進一步研究。

噻蟲胺（Clothianidin），化學名（E）-1-[（2-氯-1，3-噻唑-5-基）甲基]-3-甲基-2-硝基胍，CAS 號：210880-92-5，是當前廣泛應用的一種新煙堿類殺蟲劑，其含有多個極性基團，水溶性高（340 mg·L-1），土壤半衰期長。加拿大和美國等化學品管理機構已將噻蟲胺劃為具有中高級別淋溶風險的化學品[17]。自2012 年以來，Science 等雜志多次報道了噻蟲胺等新煙堿類殺蟲劑對蜜蜂等傳粉昆蟲和食蟲鳥類具有毒性，導致這些生物數量下降[18]，引發了對噻蟲胺環境歸趨與危害調控措施研究的新一輪熱潮。與此同時，在生物炭被廣泛推廣應用的今天，由于制備條件和原材料等因素的影響，生物炭對極性農藥噻蟲胺吸附和降解的影響尚無明確的結論，其機制也尚需進一步研究。本實驗擬通過研究添加由不同熱解溫度和原材料制備的生物炭對土壤理化性質的影響，以及噻蟲胺在生物炭-土壤混合體系中吸附和降解的行為，探討生物炭制備溫度和原材料對噻蟲胺吸附和降解行為的影響及其機制，研究結果對深入認識生物炭調控噻蟲胺土壤吸附及降解過程的微觀機制具有重要意義。

1 材料與方法

1.1 噻蟲胺、生物炭與土壤樣品制備

噻蟲胺：稱取0.508 g噻蟲胺原藥（純度98.5%，河北威遠化學品有限公司），用色譜級甲醇溶劑定容至100 mL，即配成5000 mg·L-1噻蟲胺儲備液。噻蟲胺的基本性質如表1所示。

表1 噻蟲胺的理化性質[17]Table 1 Physicochemical properties of clothianidin[17]

生物炭的制備：本實驗以玉米秸稈和豬糞為生物質原材料制備生物炭，玉米秸稈取自天津市津南區農田，豬糞收集于山東省濰坊市某養殖場。具體步驟如下：原材料經自然風干、粉碎、研磨后過2 mm 篩。采用馬弗爐限氧灼燒法[5]制備生物炭，馬弗爐升溫速率為5 ℃·min-1，分別升至300、500 ℃和700 ℃并保持4 h。等爐內溫度自然冷卻至室溫后，取出生物炭，置于廣口瓶中，干燥避光保存待用。根據原材料和熱解溫度，將所得生物炭分別標記為MBn 和PBn，MB 和PB分別代表原材料玉米秸稈生物炭和豬糞生物炭，n（n=3、5和7）分別代表熱解溫度（300、500 ℃和700 ℃）。

供試土壤：本實驗以黑土（BS）為供試土壤，采自于東北地區農田土壤。將上述六種生物炭按照2%的質量比分別與黑土混合均勻（吸附和化學降解實驗采用風干后的土壤，微生物降解實驗采用新鮮土壤），現制現用。將土壤放入高壓滅菌鍋中121 ℃條件下滅菌30 min（每日一次，連續3 d），獲得滅菌土壤[19]。

1.2 樣品性質表征

土壤樣品及其與生物炭混合樣品進行以下表征分析：

整體元素C、N 和H，通過全自動元素分析儀（EA3000，利曼，意大利）測定。利用多站擴展式全自動快速比表面儀（ASAP2460，麥克儀器，美國）測定樣品的比表面積[20]。有效態氮采用聯合浸提-比色法測定（NY∕T 1848—2010），有效態磷采用紫外∕可見分光光度計測定（NY∕T 1121.7—2014）。

pH 的測定：采用1∶5 的固水質量比，加入10 mmol·L-1CaCl2溶液。在搖床上振蕩2 h 后于4000 r·min-1轉速下離心10 min，用pH計對上清液進行測定。

可溶性有機碳含量的測定[20]：采用1∶5 的固水質量比，在搖床上振蕩24 h后，于4000 r·min-1轉速下離心10 min，取上清液，過0.45 μm 水系膜后，利用TOC儀進行測定。

1.3 吸附實驗

吸附實驗采用批量吸附平衡法[5]。具體步驟如下：準確稱取土壤樣品2.000 0 g 于12 mL EPA 樣品瓶（帶有Teflon 內墊的蓋子）中，再加入10 mL 含5 mmol·L-1CaCl2和200 mg·L-1NaN3的水溶液。對于生物炭樣品，準確稱取100 mg 于40 mL EPA 樣品瓶，然后加入40 mL 含5 mmol·L-1CaCl2和200 mg·L-1NaN3的水溶液。預平衡2 h 后，加入一定量的噻蟲胺儲備液，使每個樣品瓶中噻蟲胺的濃度達到預設值。蓋緊蓋子，搖勻后置于25±1 ℃搖床中避光振蕩，振蕩速度180 r·min-1。振蕩48 h 后取出樣品瓶（動力學實驗表明噻蟲胺在48 h 內均可達到表觀吸附平衡），取1.5 mL 于離心管中，在15 000 r·min-1高速離心機下離心5 min。取上清液過0.45 μm 水系濾膜后，待高效液相色譜儀分析。每處理重復3次。噻蟲胺在實驗過程中揮發、降解以及對瓶壁吸附等損失小于5%。因此，采用質量平衡法計算噻蟲胺在生物炭上的吸附量。

1.4 降解實驗

本實驗中將噻蟲胺在土壤中的降解分為化學降解和微生物降解兩部分來研究。分別準確稱取滅菌和未滅菌的土壤10.000 0 g 于棕色EPA 瓶中（未滅菌土壤測量含水量后折百計算得來），加入去離子水使土壤保持60%的含水率；其中，滅菌土壤中添加200 mg·L-1HgCl2溶液以抑制微生物的生長，加入10.0 μL 5000 mg·L-1噻蟲胺母液，渦旋30 s充分混勻。EPA 瓶加棉塞封口后，置于25±1 ℃恒溫培養箱中避光培養。分別于0、2、5、10、20、40 d 和60 d 定期取樣測定土壤中的噻蟲胺含量。每處理設置3 個平行。土壤樣品經冷凍干燥機凍干后，稱取1.000 0 g土壤樣品于EPA瓶中，加入10 mL 乙腈，超聲萃取20 min，在3000 r·min-1下離心5 min，移取上清液。重復上述步驟，合并兩次萃取液，氮吹近干。加入2 mL 乙腈定容，過0.45 μm有機膜后待高效液相色譜儀測定。萃取回收率均為90%以上。以上溶劑均為色譜純級。

1.5 噻蟲胺樣品分析方法

噻蟲胺的濃度采用Aglient 1260液相色譜儀進行分析。測定方法為：色譜柱為Venusil XBP C18 反相色譜柱（4.6 mm×250 mm×5 μm，150 ?），流動相為乙腈∶水=70∶30（V∶V），流速為1.0 mL·min-1，檢測器為紫外檢測器（檢測波長254 nm）。使用噻蟲胺的標準儲備液，配制系列濃度的標樣，外標法定量。

1.6 數據分析

采用Freundlich 模型對吸附等溫線數據進行擬合：lg Qe=lg Kf+n lgCe。其中，Ce和Qe分別為目標物在水相和固相中的平衡濃度，單位分別為mg·L-1和mg·kg-1；Kf為吸附常數，單位為（mg·kg-1）·（mg·L-1）-n，n 為吸附等溫線非線性指數，n 值越小，表示吸附等溫線非線性程度越強。

對土壤降解動力學曲線進行擬一級動力學方程擬合：Ct=C0e-kt。其中，Ct和C0分別為目標物的瞬時濃度和初始濃度，mg·L-1；t為時間，d；k為降解速率常數，d-1；通過擬合的k可以計算半衰期t1∕2=ln2∕k，d。

2 結果與討論

2.1 生物炭對土壤理化性質的影響

生物炭的理化性質表征結果見Zhang等[21]已發表的文章。生物炭以2%的質量比添加到黑土后，生物炭-土壤混合體系的理化性質如表3所示。相對于原始土壤，土壤與生物炭混合體系的pH、有效態磷和有機碳含量均提高，而H∕C 呈現下降現象。這與Martin等[22]和Kim 等[23]獲得的結果一致。土壤及生物炭-土壤混合體系的pH值均呈弱堿性，且pH隨著加入生物炭熱解溫度的升高而提高，這與生物炭的pH 值變化是一致的。H∕C 通常用來表征碳質材料的芳香性。H ∕C 越 小，芳 香 性 越 大[24]。因 此，與 低 溫 生 物 炭（300 ℃和500 ℃）-土壤混合體系相比，高溫生物炭（700 ℃）-土壤混合體系的H∕C要低，表明高溫生物炭嚴重碳化并顯示出高度芳香性[25]。可溶性有機碳濃度在300 ℃制備的生物炭-土壤混合體系中升高，而在700 ℃制備的生物炭-土壤混合體系中降低。這是因為低溫生物炭向土壤釋放出大量的可溶性有機碳，而高溫生物炭自身的強吸附能力對土壤中的可溶性有機碳起到了吸附作用[26]。相比于單一土壤（15.3 m2·g-1），高溫生物炭較大的比表面積（49.2 m2·g-1和151 m2·g-1）顯著提高生物炭-土壤混合體系的比表面積。王立果等[27]和鄧金環等[28]的研究也證實了這一點。此外，除了PB3添加的生物炭-土壤混合體系，有效態氮的濃度均比原始土壤中有所降低。

表2 生物炭的基本理化性質[21]Table 2 Physicochemical properties of the different biochars[21]

2.2 生物炭對噻蟲胺在土壤中吸附的影響

噻蟲胺在生物炭、土壤和生物炭-土壤混合體系中的吸附等溫線結果見圖1。如圖1 所示，噻蟲胺的吸附等溫線均符合Freundlich 方程（R2＞0.899），表明生物炭、土壤及生物炭-土壤混合體系對噻蟲胺的吸附以多分子層吸附為主[28-29]。如表4 所示，噻蟲胺在生物炭上的Kf值為50.0～4460，且隨著熱解溫度的升高而增大。添加生物炭后，生物炭-土壤混合體系對噻蟲胺的吸附能力均有所提高，Kf值為2.85～60.9。盡管由于與土壤的相互作用，生物炭-土壤混合體系較生物炭對噻蟲胺的吸附能力降低，但生物炭的添加增強了噻蟲胺的吸附。相對于單一土壤，生物炭-土壤混合體系對噻蟲胺的吸附能力均有所增加，其中噻蟲胺在玉米秸稈生物炭-土壤混合體系中的Kf值提高了2.08～39.3 倍；在豬糞生物炭-土壤混合體系中的Kf值提高了0.60～19.8 倍。這表明生物炭添加能夠顯著提高土壤對噻蟲胺的吸附能力且吸附能力的提高程度隨著所添加生物炭熱解溫度的升高而增大。

為比較生物炭類型對生物炭-土壤混合體系吸附能力的影響，本研究對噻蟲胺的吸附濃度分配系數（Kd）進行了計算（表4）。與Kf值相似，生物炭添加提高了土壤的Kd值。噻蟲胺在高溫生物炭-土壤混合體系中的Kd值均高于其在低溫生物炭-土壤混合體系中的Kd值，例如，相比于B3+BS 和B5+BS 的混合體系，高溫生物炭（700 ℃）-土壤混合體系的Kd值約高出一個數量級，這說明高溫生物炭對噻蟲胺在土壤中具有更強的吸附能力。這是因為在玉米秸稈和豬糞高溫熱解過程中，隨著熱解溫度的升高，生物炭的比表面積增大，芳構化程度加深，表面疏水性增強，這為生物炭吸附農藥提供了可能[30-31]。且劉劍楠等[32]的研究也發現隨著熱解溫度的升高，比表面積越大，生物炭表面能提供更多的吸附位點，所以噻蟲胺在高溫生物炭上的吸附能力較強。除PB3+BS 混合體系，Freundlich 擬合參數n 值均＜1，說明噻蟲胺在生物炭-土壤混合體系上的吸附呈非線性，表明多種作用機制參與了噻蟲胺在生物炭-土壤混合體系上的吸附。此外，本文作者前期研究表明，高溫熱解使得生物炭含有較多芳香碳和高比表面積，從而使噻蟲胺通過疏水性分配作用、孔填充作用、氫鍵作用、p（n）-π 與ππ 電子供體-受體作用吸附于生物炭[21]。噻蟲胺在生物炭與土壤混合體系中的Kd值（Ce=0.05 mg·L-1）均與混合體系的比表面積具有正相關關系（r=0.855；P＜0.05），這表明生物炭添加后土壤比表面積的增加是提高土壤吸附能力的一個重要因素。

表3 生物炭-土壤混合體系的土壤理化性質Table 3 Physicochemical properties of the biochar-soil mixtures

為進一步評價生物炭與土壤的相互作用對噻蟲胺吸附的影響，本研究對吸附濃度分配系數的測定值（Kd）和預測值（Kd′）進行了比較（表4）。結果發現，噻蟲胺在300 ℃生物炭-土壤混合體系中的Kd值比其Kd′值要低，而在700 ℃生物炭-土壤混合體系中的Kd值比其Kd′值要高。這表明700 ℃生物炭和土壤相互作用對噻蟲胺吸附影響的衰減要強于300 ℃生物炭-土壤相互作用對其吸附的影響。這種現象暗示著生物炭與土壤不是各自孤立存在的。高溫生物炭-土壤混合體系中的強吸附能力導致有效態氮和可溶性有機碳濃度水平的降低（表3），同時這種吸附可能會與污染物分子競爭生物炭表面的高能吸附位點或堵塞微孔和介孔[7，33-34]，從而減少噻蟲胺的吸附點位。但對于300 ℃生物炭-土壤混合體系，生物炭表面的有效態氮磷和可溶性有機碳的釋放改變了其表面的性質，提高了對噻蟲胺的吸附[5，35]。而且，土壤中的細小礦物顆粒也會降低生物炭孔道和吸附位點的可及性[7-8，33]。盡管生物炭對噻蟲胺的吸附能力因生物炭和土壤的相互作用而降低，但生物炭修復仍提高了土壤的吸附能力，且提高程度隨著生物炭熱解溫度的上升而增強。因此，生物炭對噻蟲胺的強吸附能力可為減弱其在土壤中的移動性發揮重要的作用。

2.3 生物炭對噻蟲胺在土壤中降解的影響

為探討生物炭類型對土壤中農藥降解的影響，本研究考察了滅菌和未滅菌條件下生物炭添加到黑土中對噻蟲胺降解的影響。滅菌土壤反映生物炭對土壤中噻蟲胺化學降解的影響，而未滅菌土壤反映生物炭對土壤中噻蟲胺微生物降解的影響。單一土壤和生物炭-土壤混合體系中噻蟲胺60 d 的降解結果見表5。結果表明，添加不同類型的生物炭對土壤中噻蟲胺降解的影響不同。在滅菌條件下，噻蟲胺60 d的降解速率和移除率順序均為：PB7＞MB7≈PB5≈MB5≈BS≈PB3＞MB3；在未滅菌條件下，噻蟲胺60 d 的降解速率和移除率順序均為：PB7＞PB5＞MB7＞MB5＞PB3≈BS≈MB3。噻蟲胺在滅菌和未滅菌處理中的最高移除率均來自PB7-土壤混合體系。已有研究表明，噻蟲胺在土壤中的降解與土壤的有機碳含量、pH 值和水分含量有關[36-37]。Li等[36]發現噻蟲胺在密西西比州3 種農業土壤中的半衰期為90～175 d，且降解率隨著土壤有機碳和水分含量的增大而提高。而噻蟲胺在本研究中的半衰期僅為15.7～76.7 d，這是由于本研究所采用的黑土偏堿性、較高的有機碳和水分含量促進了噻蟲胺的降解。此外，Zhang等[5]研究生物炭對阿特拉津化學降解的影響時發現，土壤pH的升高、礦物表面活性組分、可溶性金屬離子和·OH 及其他自由基的產生，也可促進農藥的化學降解。本研究也發現噻蟲胺在高溫生物炭-土壤混合體系中具有相對較高的化學降解速率（表5），說明高溫生物炭催化噻蟲胺化學降解是影響其在土壤中降解的主導因素。然而，噻蟲胺在未滅菌土壤中的移除率和降解速率均顯著高于滅菌土壤（表5），這說明其在未滅菌的土壤中既有化學降解又存在微生物降解。這與張怡寧等[38]研究噻蟲胺在滅菌和未滅菌的水稻土中的降解結果是一致的。

表4 噻蟲胺在生物炭、土壤及生物炭-土壤混合體系上的Freundlich擬合參數和濃度分配系數Table 4 Freundlich isotherm parameters and concentrationdependent distribution coefficients for the sorption of clothianidin on biochar,soil,and biochar-soil mixtures

圖1 噻蟲胺在生物炭、土壤及生物炭-土壤混合體系上的吸附等溫線Figure 1 Adsorption isotherms of clothianidin on biochar,soil,and biochar-soil mixtures

本研究將滅菌與未滅菌的土壤中噻蟲胺降解率的差值近似為微生物降解的貢獻，60 d不同處理中微生物對噻蟲胺的移除率見圖2。在生物炭與土壤組成的混合體系中，噻蟲胺微生物降解的移除率均隨所添加生物炭熱解溫度的升高呈下降趨勢，且MB7 和PB7 添加處理中噻蟲胺的微生物降解速率顯著低于對照組。這表明低溫生物炭能夠促進微生物降解而高溫生物炭抑制微生物降解。

Ren 等發現有機污染物的土壤降解與土壤類型和相關微生物群落變化有關，且紅壤因貧瘠的微生物群落而限制了有機污染物的微生物降解[34，39]。生物炭修復不僅可以改善土壤理化性質如氮磷水平、陽離子交換量和持水能力[40]，還能提升微生物群落結構的穩定性及其種群豐度，進而增強微生物代謝能力[41-42]。在本研究中，與高溫熱解生物炭相比，低溫生物炭添加不僅能催化噻蟲胺的化學降解，還可顯著提升其微生物降解率（圖2）。這是因為低溫生物炭比高溫生物炭能夠釋放出更多的可溶性有機碳和有效態氮磷。由此可知，生物炭修復能夠改變土壤的營養水平，進而影響土壤中土著微生物的群落結構，從而改變了污染物的微生物降解速率[10，43]。噻蟲胺的微生物降解率與可溶性有機碳具有顯著的正相關關系（r=0.606，P＜0.01），也較好地驗證了以上研究結果。

表5 噻蟲胺在土壤和生物炭-土壤混合體系中60 d的降解Table 5 Degradation of clothianidin in soils and biochar-soil mixtures during 60 days

圖2 噻蟲胺在土壤和生物炭-土壤混合體系中60 d的微生物降解率Figure 2 Biotic removal rates of clothianidin in soils and biochar-soil mixtures at day 60

相對于微生物群落結構的變化，污染物的生物可利用性也是影響微生物降解效率的一個重要因素。在本研究中，生物炭修復提高了土壤對噻蟲胺的吸附能力，且它們的吸附常數隨著生物炭熱解溫度的升高而增大（表4）。噻蟲胺的微生物降解率與其Kd值具有顯著的負相關關系（r=-0.672，P＜0.01），這說明噻蟲胺的吸附降低了它們的生物可利用性。生物炭吸附減少了噻蟲胺在土壤孔隙水中的濃度，進而降低了噻蟲胺的生物可利用性。這也解釋了噻蟲胺在生物炭-土壤混合體系中的微生物降解率隨著生物炭熱解溫度的升高而下降的現象。

3 結論

（1）熱解溫度和原材料可顯著改變生物炭的理化性質。添加生物炭能夠提高土壤的pH、有效態磷和有機碳含量，降低土壤的H∕C。

（2）噻蟲胺在生物炭、土壤及生物炭-土壤混合體系上的吸附符合Freundlich 方程。不同熱解溫度和原材料的生物炭通過影響生物炭-土壤混合體系的理化性質進而影響其對噻蟲胺的吸附。

（3）噻蟲胺在高溫生物炭-土壤混合體系中具有相對較高的化學降解速率，而在低溫生物炭-土壤混合體系中具有相對較高的微生物降解速率；生物炭通過增大有機碳含量提高了土壤對噻蟲胺的吸附，但抑制了土壤中噻蟲胺的微生物降解。