三唑醇(triadimenol)是德国Bayer公司继三唑酮成功开发后的另一种优良拌种剂，具有优良的内吸杀菌活性^[1]。三唑醇是三唑酮的还原产物，有研究表明，三唑酮在植株体内是通过转化成三唑醇而起到杀菌作用的^[2]。三唑醇具有广谱的杀菌活性，对谷物坚黑穗病、散黑穗病、网星黑穗病及白粉病等具有较好的杀菌活性^{[2, 3]}。

三唑醇对大型溞^{[4, 5]}和小球藻^[5]均有一定毒性，且具有神经毒性^[6]、致畸^[7]和致癌作用^[8]。孙瑞娟等^[9]在有关三唑醇对人肝细胞的毒性研究中指出，当其在人体中的浓度高于一定值时会导致肝细胞全部死亡。目前欧盟和日本已对食品中三唑醇的残留量做出了严格的限量规定^{[10, 11, 12]}。

三唑醇因含有2个手性碳原子而具有4个光学异构体，结构式见图 1。目前我国对三唑醇的研究主要集中在残留分析^{[13, 14, 15, 16, 17, 18]}、检测方法^{[19, 20, 21]}以及对映异构体(以下简称对映体)分离^{[22, 23, 24, 25, 26, 27, 28, 29]}方面。由于残留在土壤等环境中的手性农药，其对映体可能会发生构型转化或优先降解，因此对该类农药在环境中的降解行为一般需要在对映体水平上进行研究。目前有关三唑醇对映体在土壤中的降解及转化行为的研究仅有少量报道：Clark等^[30]研究了三唑醇作为种衣剂应用后，其在土壤中不同对映体的归宿；Li等^{[31, 32]}研究了三唑醇在武汉红土和保定黄土中降解。鉴于我国土壤类型较多，为了进一步全面而准确地评价三唑醇的环境行为，笔者研究了三唑醇在3种不同类型土壤中的降解特性，以及灭菌和未灭菌土壤对其降解的影响，并考察了三唑醇A(对映体1R,2S体和1S,2R体的混合物)与B(对映体1R,2R体和1S,2S体的混合物)之间在不同土壤的转化情况，旨在完善三唑醇在土壤中的降解数据，为三唑醇的科学合理使用及其环境风险评估提供参考。

图 1

Fig. 1

图 1 三唑醇不同对映体的结构式 Fig. 1 The chemical structures of different triadimenol enantiomers (triadimenol-A: I+II; triadimenol-B: III+IV)

95.0%三唑醇(triadimenol)原药，江苏利民农化有限公司；98.5%三唑醇标准品，美国Sigma公司；三唑醇A(1R,2S-三唑醇体与1S,2R-三唑醇的混合物)和三唑醇B(1R,2R-三唑醇与1S,2S-三唑醇的混合物)德国Dr.Ehrenstorfer 公司。甲醇为色谱纯，其余试剂均为分析纯。弗罗里硅土 (60～100目)，使用前在650 ℃下烘4 h后用5%蒸馏水脱活，于干燥器中保存备用。

Agilent 1100高效液相色谱仪(美国安捷伦公司)；超纯水仪(Purelab Ultra超纯水系统，英国ELGA公司)。 1.2 供试土壤

选择潮土、水稻土和红土为代表性土壤，经风干、磨碎后过20目筛(筛孔径0.9 mm)备用。其基本理化性质见表 1。

表 1(Table 1)

表 1 供试土壤的理化性质 Table 1 Characteristics of soils for degradation study 采集地点 Locality 土样 Soil sample pH 有机质含量 Organic matter/% CEC/ [me/100 g] 饱和持水量 Saturated water/% 含水量 Water content/% 土壤质地 Soil type 浙江杭州 Hangzhou, Zhejiang 潮土(M) Fluvo-aquic soil 6.85 1.90 9.30 35.14 2.04 壤土类砂壤土 Sandy loam 浙江金华 Jinhua, Zhejiang 水稻土(P) Paddy soil 4.94 1.65 8.29 27.55 3.23 壤土类中壤土 Medium loam 浙江兰溪 Lanxi, Zhejiang 红土(R) Red soil 4.03 0.38 13.50 26.16 5.19 壤土类重壤土 Heavy loam 注：CEC为阳离子交换量. Note: CEC,cation exchange capacity.

表 1 供试土壤的理化性质 Table 1 Characteristics of soils for degradation study

分别称取供试土壤20.0 g置于3组(每组60个，设灭菌和未灭菌处理，15个取样点，2个重复)150 mL的锥形瓶中，加入蒸馏水至田间土壤饱和持水量的40%，于培养箱中25 ℃避光预培养14 d。向各土样中加入500 mg/L的三唑醇丙酮溶液0.2 mL，使土壤中三唑醇的含量为5.0 mg/kg，调节土壤水分至田间饱和持水量的60%(在培养过程中定期添加蒸馏水，以保持土壤含水量不变)。同时设潮土灭菌(MM)、水稻土灭菌(PM)和红土灭菌(RM)处理：将土壤样品置于灭菌锅中(120 ℃，3 h)灭菌1次，其他处理同未灭菌土壤样品。定期取样检测土壤样品中三唑醇的含量。 1.3.2 土壤中三唑醇含量分析 1.3.2.1 提取

土壤样品用100 mL V(丙酮)∶ V(水)=5 ∶1的混合溶液振荡提取2 h后过滤，滤渣用40 mL上述混合溶液分2次洗涤，合并滤液，减压浓缩去除丙酮。浓缩液中加入50 mL饱和氯化钠水溶液，依次用50、40和30 mL二氯甲烷萃取，合并萃取液，浓缩至2 mL左右，待玻璃层析柱净化。 1.3.2.2 净化

玻璃层析柱内依次加入2 g无水硫酸钠、6 g 弗罗里硅土和2 g 无水硫酸钠，将提取液转移至柱内，用50 mL V(二氯甲烷)∶ V(丙酮)=9∶1 溶液淋洗，收集洗脱液，浓缩至1 mL，氮吹至近干，用甲醇定容至10 mL，待检测。 1.3.2.3 色谱分析

采用SUPELCO C₁₈柱 (250 mm×4.6 mm，5 μm) 检测三唑醇外消旋体； 采用Phenomenex Lu柱(250 mm×4.6 mm,5 μm)检测三唑醇对映体。外消旋体及不同对映体的液相色谱仪检测条件相同：检测波长223 nm，流动相为V(甲醇)∶ V(水)=70∶30，流速0.8 mL/min，进样量20 μL，温度为25 ℃。本文仅对三唑醇2个非对映异构体三唑醇A体和B体进行了区分。在所选的分析条件下，三唑醇A体的保留时间较B体的早，对于A体中的2个对映体1R,2S体和1S,2R体的保留时间并未确定，但将保留时间较早的标记为A-1体，另一个标记为A-2体；同样，将三唑醇B体中的保留时间较早的对映体标记为B-1体，另一个标记为B-2体。

采用对映体分数EF_A0和EF_B0分别表示三唑醇A中A-1和A-2和三唑醇B中B-1和B-2的选择性变化指标，由(1)和(2)式计算而得。

其中S为相应的峰面积。 1.3.2.4 添加回收试验

分别在20 g空白土壤样品中添加0.1、1和5 mg/kg的三唑醇标准溶液、三唑醇A及B，每个添加水平设5个重复，按所建方法进行前处理及分析，计算三唑醇的平均添加回收率和相对标准偏差(RSD)。 2 结果与分析 2.1 检测方法的准确度及精密度

结果表明：在0.1、1和5 mg/kg 3个添加水平下，三唑醇在3种土壤中的平均添加回收率在80%～105%之间，RSD均小于6%。三唑醇A-1体回收率为79%～99%，RSD小于12%；A-2体回收率为73%～89%，RSD小于6%；B-1体回收率为83%～94%，RSD小于5%；B-2体的回收率为91%～108%，RSD小于4%。相关图谱见图 2。

图 2

Fig. 2

图 2 土壤空白(a)、三唑醇标准品(b,A-5.0 mg/kg,B-5.0 mg/kg)和 土壤添加(c,A-5.0 mg/kg,B-5.0 mg/kg)色图谱 Fig. 2 Chromatograms of soil CK(a),triadimenol standard(b,A-5.0 mg/kg,B-5.0 mg/kg) and soil fortified with triadimenol(c,A-5.0 mg/kg,B-5.0 mg/kg) A-1和A-2、B-1和B-2分别为三唑醇-A和三唑醇-B中的对映体 A-1 and A-2,B-1 and B-2 represent enantiomer in triadimenol-A and triadimenol-B

本方法的最小检出量为1×10^-9 g，最低检测浓度为0.1 mg/kg。 2.2 三唑醇在不同土壤中的降解动态

三唑醇在3种供试土壤中的降解动态及动力学参数见图 3和表 2。结果表明，三唑醇的残留量均随时间的延长而逐渐减少，降解过程可用一级反应动力学方程c_t=c₀e^-kt进行拟合，但其降解趋势随土壤性质不同而不同。在未灭菌潮土中，随着时间的延长，三唑醇持续降解，且速率较快，而在灭菌潮土中其降解较缓慢；在未灭菌水稻土中，三唑醇的降解分3个阶段：60 d前快速降解，60～100 d稳定降解，100 d后缓慢降解；而在灭菌水稻土中，三唑醇的降解趋势与其在未灭菌水稻土中的相同，但降解率稍低。在未灭菌和灭菌红土中，三唑醇的降解一直较缓慢。180 d时三唑醇在3种未灭菌土壤中降解率分别为91.9%(M)、79.2%(P)和57.7%(R)，而在3种灭菌土壤中降解率则分别为47.5%(MM)、53.3%(PM)和42.2%(RM)。

图 3

Fig. 3

图 3 三唑醇在3种供试土壤中的降解动态Fig. 3 Degradation dynamics of triadimenol in three tested soils M、P、R、MM、PM和RM分别代表潮土、水稻土、红土、灭菌潮土、灭菌水稻土和灭菌红土。 M,P,R,MM,PM and RM represent fluvo-aquic soil,paddy soil,red soil,sterilized fluvo-aquic soil,sterilized paddy soil and sterilized red soil,respectively.

表 2(Table 2)

表 2 三唑醇在3种土壤中的降解动力学参数 Table 2 Kinetic parameters of triadimenol degradation in three tested soils 土样 Soil sample 动力学方程 Kinetic equation 相关系数 Correlation coefficient(r) 半衰期 Half-life (t1/2)/d M ct=4.256 0e-0.012 3t 0.962 2 56.4 MM ct=4.125 4e-0.003 8t 0.865 4 182.4 P ct=4.116 0e-0.006 6t 0.879 1 105.0 PM ct=4.173 2e-0.004 5t 0.845 1 154.0 R ct=4.100 7e-0.004 5t 0.907 7 154.0 RM ct=3.963 7e-0.003 4t 0.838 0 203.9 注：M、P、R、MM、PM和RM分别代表潮土、水稻土、红土、灭菌潮土、灭菌水稻土和灭菌红土。 Note:M,P,R,MM,PM and RM represent fluvo-aquic soil,paddy soil,red soil,sterilized fluvo-aquic soil,sterilized paddy soil and sterilized red soil，respectively.

表 2 三唑醇在3种土壤中的降解动力学参数 Table 2 Kinetic parameters of triadimenol degradation in three tested soils

由表 2 数据可见：三唑醇在未灭菌潮土(M)、水稻土(P)和红土(R)中的半衰期分别为56.4、105.0和154.0 d，其中在潮土中半衰期与Li等^{[31, 32]}报道三唑醇在黄土和红土中半衰期(分别为57.6和51.2 d)接近，而其在水稻土和红土中的半衰期则远远长于该报道。本研究结果还显示：三唑醇在未灭菌潮土中降解最快，半衰期为56.4 d，而在灭菌红土(RM)中降解最慢，半衰期为203.9 d。这可能是由于农药的降解与土壤微生物种群和生物量多少密切相关，土壤性质不同，以及是否进行灭菌处理，均会导致微生物种群和生物量不同，进而影响三唑醇的降解。 2.3 三唑醇对映体在不同土壤中的降解动态 2.3.1 三唑醇对映体在潮土中的降解及转化

在灭菌及未灭菌潮土中，三唑醇对映体A-1和A-2的降解也符合一级反应动力学规律。降解动力学参数见表 3。其中，A-1体和A-2体在未灭菌潮土的半衰期比灭菌潮土分别短137.4和130.1 d。

表 3(Table 3)

表 3 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌潮土中的 降解动力学参数 Table 3 Kinetic parameters of triadimenol enantiomer degradation in unsterilized and sterilized fluvo-aquic soil 土样 Soil sample 对映体 Enantiomer 动力学方程 Kinetic equation 相关系数 Correlation coefficient(r) 半衰期 Half-life (t1/2)/d M A-1 ct=2.732 4e-0.034 5t 0.629 2 20.1 A-2 ct=1.597 9e-0.048 4t 0.676 7 14.3 MM A-1 ct=1.907 9e-0.004 4t 0.949 6 157.5 A-2 ct=1.999 0e-0.004 8t 0.912 6 144.4 注：M和MM分别代表潮土和灭菌潮土。 Note: M and MM represent fluvo-aquic soil and sterilized fluvo-aquic soil,respectively.

表 3 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌潮土中的 降解动力学参数 Table 3 Kinetic parameters of triadimenol enantiomer degradation in unsterilized and sterilized fluvo-aquic soil

三唑醇A、B体及各对映异构体在灭菌和未灭菌潮土中的降解动态分别见图 4和图 5。可以看出：在未灭菌潮土中，于49 d时发生了三唑醇A体向B体的转化，土壤中B体的含量升高约3.68倍，70 d时三唑醇B-2体的含量达到降解过程中的最大值；在80 d时发生了B体向A体的转化；在100 d左右，再次发生A体向B体转化，其中B-1体的含量达到降解过程中最大值；在180 d，三唑醇对映体A-1、A-2和B-2体的含量均小于＜0.1 mg/kg，B-1的含量比初始含量升高1.0倍，初步推断为三唑醇A体向B体转化从而使B-1体浓度升高。这与以往的研究结果一致：Clark等研究三唑醇作为种衣剂应用49 d后，有44%的1R,2S体转化成1R,2R体，24%的1S,2R体转化成17%的1S,2S体和7%的1R,2R体^[30]，即均为A体转化成B体；Li等^{[31, 32]}研究也指出，三唑醇在武汉红土和保定黄土中的降解也存在明显的A体向B体的转化。在灭菌潮土中，于80 d左右发生了A体向B体的转化，B体浓度升高约2.10倍，其中B-1体浓度增大为降解过程中的最大值；在100 d左右发生了B体向A体的转化；在180 d时对映体A-1、A-2和B-1体的降解率分别为55.71%、61.10%和76.13%，B-2体的含量＜0.1 mg/kg(图 5)。

图 4

Fig. 4

图 4 三唑醇A体和B体在未灭菌和灭菌潮土中的降解动态 Fig. 4 Degradation dynamics of triadimenol-A and triadimenol-B in unsterilized and sterilized fluvo-aquic soil M和MM分别代表潮土和灭菌潮土。 M and MM represent fluvo-aquic soil and sterilized fluvo-aquic soil respectively.

图 5

Fig. 5

图 5 三唑醇各对映体在未灭菌和灭菌潮土中的降解动态 Fig. 5 Degradation dynamics of triadimenol enantiomers degradation in unsterilized and sterilized fluvo-aquic soil M和MM分别代表潮土和灭菌潮土。 M and MM represent fluvo-aquic soil and sterilized fluvo-aquic soil respectively.

在灭菌及未灭菌潮土中EF_A0和EF_B0的变化趋势见图 6。在未灭菌潮土中，28 d后EF_A0值逐渐增大，到60 d时EF_A0值为1.00，表明此时A-2体含量＜0.1 mg/kg；100 d时 EF_A0值再次为1.00，A-2体的含量＜0.1 mg/kg；同时EF_B0值在80 d后均大于0.50，并有逐渐增大趋势，140 d时达到最大值0.85，即80 d后三唑醇B体中B-2体的降解速率快于B-1体。在灭菌潮土中，60 d后EF_A0值逐渐增大，80 d时EF_A0值为1.00，此时A-2体的含量＜0.1 mg/kg，而EF_B0值也达到降解过程中最大值为0.78，即此时B-2体达到降解过程中最大速度。

图 6

Fig. 6

图 6 未灭菌和灭菌潮土中EFA0和EFB0的变化趋势 Fig. 6 Trends of EFA0 and EFB0 in unsterilized and sterilized fluvo-aquic soil M和MM分别代表潮土和灭菌潮土。 M and MM represent fluvo-aquic soil and sterilized fluvo-aquic soil,respectively.

三唑醇对映体在未灭菌和灭菌水稻土中的降解动力学参数见表 4。4个对映体的降解趋势同样符合一级反应动力学规律。在未灭菌和灭菌水稻土中，A-1体的降解半衰期相同，A-2体半衰期仅差8.5 d，B-1体半衰期相差34.4 d。

表 4(Table 4)

表 4 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌水稻土中 的降解动力学参数 Table 4 Kinetic parameters of triadimenol enantiomers degradation in unsterilized and sterilized paddy soil 土样 Soil sample 对映体 Enantiomer 动力学方程 Kinetic equation 相关系数 Correlation coefficient(r) 半衰期 Half-life (t1/2)/d P A-1 ct=1.804 4e-0.005 5t 0.927 3 126.0 A-2 ct=1.922 0e-0.005 9t 0.942 9 117.5 B-1 ct=0.335 8e-0.004 8t 0.673 8 144.4 PM A-1 ct=1.894 5e-0.005 4t 0.926 4 126.0 A-2 ct=2.033 0e-0.005 5t 0.726 2 126.0 B-1 ct=0.265 6e-0.006 3t 0.869 7 110.0 注：P和PM分别代表水稻土和灭菌水稻土。 Note:P and PM represent paddy soil and sterilized paddy soil respectively.

表 4 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌水稻土中 的降解动力学参数 Table 4 Kinetic parameters of triadimenol enantiomers degradation in unsterilized and sterilized paddy soil

由图 7和图 8可以看出：在未灭菌水稻土中，于60 d时发生了三唑醇A体向B体的转化，其中B-2体的含量明显升高；80 d时发生了三唑醇B体向A体的转化，其中A-2体的含量明显升高；180 d时，A-1、A-2和B-1体的降解率分别为67.83%、67.73%和62.35%，B-2体的含量＜0.1 mg/kg。在灭菌水稻土中，于60 d左右发生了A体向B体的转化；180 d时A-1、A-2和B-1体的降解率分别为64.17%、62.54%和64.21%，B-2体的含量＜0.1 mg/kg。在水稻土中，三唑醇A体向B体的转化没有其在潮土中的明显，A体在灭菌和未灭菌水稻土中的降解率差异较小。

图 7

Fig. 7

图 7 三唑醇A体和B体在未灭菌和灭菌水稻土中的降解动态 Fig. 7 Degradation dynamics of triadimenol-A and triadimenol-B in unsterilized and sterilized paddy soil P和PM分别代表水稻土和灭菌水稻土。 P and PM represent paddy soil and sterilized paddy soil,respectively.

图 8

Fig. 8

图 8 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌水稻土中的降解动态 Fig. 8 Degradation dynamics of triadimenol enantiomers degradation in unsterilized and sterilized paddy soil P和PM分别代表水稻土和灭菌水稻土。 P and PM represent paddy soil and sterilized paddy soil,respectively.

三唑醇对映体在未灭菌和灭菌红土中的降解动力学参数见表 5。4个对映体的降解趋势符合一级反应动力学规律。A-1、A-2和B-1体在未灭菌红土的降解半衰期比其在灭菌红土中的分别短27.4、24.7和42.5 d。

表 5(Table 5)

表 5 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌红土中的降解动力学参数 Table 5 Kinetic parameters of triadimenol enantiomer degradation in unsterilized and sterilized red soil 土样 Soil sample 对映体 Enantiomer 动力学方程 Kinetic equation 相关系数 Correlation coefficient(r) 半衰期 Half-life(t1/2)/d R A-1 ct=1.914 3e-0.004 6t 0.972 0 135.9 A-2 ct=2.025 5e-0.005 3t 0.956 5 126.0 B-1 ct=0.381 6e-0.006 8t 0.810 6 101.9 RM A-1 ct=1.698 7e-0.004 0t 0.911 6 173.3 A-2 ct=1.816 8e-0.004 6t 0.862 0 150.7 B-1 ct=0.300 1e-0.004 8t 0.604 0 144.4 注：R和RM分别代表红土和灭菌红土。 Note:R and RM represent red soil and sterilized red soil,respectively.

表 5 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌红土中的降解动力学参数 Table 5 Kinetic parameters of triadimenol enantiomer degradation in unsterilized and sterilized red soil

由图 9和图 10可以看出：在未灭菌红土中，60 d 后土壤中三唑醇B体的含量逐渐升高，至70 d时达到降解过程中最大值，其中B-2体的浓度高于B-1体；80 d时，发生了B体向A体的转化；180 d时，对映体A-1、A-2和B-1体的降解率分别为58.18%、63.87%和74.12%，B-2体的含量＜0.1 mg/kg。对于灭菌红土，仅在80 d左右发生了三唑醇B向A体的转化，180 d时，A-1、A-2和B-1体的降解率分别为53.47%、59.66%和69.44%，B-2的含量＜0.1 mg/kg。

图 9

Fig. 9

图 9 三唑醇A体和B体在未灭菌和灭菌红土中的降解动态 Fig. 9 Degradation dynamics of triadimenol-A and triadimenol-B in unsterilized and sterilized red soil R和RM分别代表红土和灭菌红土。 R and RM represent red soil and sterilized red soil respectively.

图 10

Fig. 10

图 10 三唑醇对映体在未灭菌和灭菌红土中的降解动态 Fig. 10 Degradation dynamics of triadimenol enantiomers degradation in unsterilized and sterilized red soil R和RM分别代表红土和灭菌红土。 R and RM represen red soil and sterilized red soil respectively.

本研究结果表明，与水稻土和红土相比，三唑醇在潮土中降解最快，而且灭菌和未灭菌处理对潮土中三唑醇的降解影响最大，且其对映体之间的转化过程最复杂。三唑醇在潮土、水稻土和红土中的降解半衰期分别为56.4、105.0 和154.0 d。A-1体和A-2体在未灭菌潮土中的半衰期比其在灭菌潮土中的分别短137.4和130.1 d。在180 d的试验时间内发现： 100 d前三唑醇在未灭菌潮土中存在明显的三唑醇A体向B体转化的情况；在100 d到140 d之间，3种土壤样品中三唑醇对映体浓度降低趋势均不明显，初步推断可能是对映体转化现象消失，各异构体准备进入最后降解阶段。但由于本试验仅进行了180 d，且100 d后取样点减少，因此100 d后三唑醇对映体之间是否仍继续发生转化情况尚不清楚，有待深入研究。