97%氨唑草酮原药, 江苏好收成韦恩农化股份有限公司; 甲醇(色谱纯), Honeywell Burdick & Jackson; 甲醇(分析纯), 杭州高晶精细化工有限公司; 甲酸(分析纯), 温州市化学用料厂; 乙腈(分析纯), 上海凌峰化学试剂有限公司; 乙腈(色谱纯), Honeywell Burdick & Jackson; 丙酮(分析纯), 上海凌峰化学试剂有限公司; 醋酸铵(色谱纯), TEDIA Company Inc.; 邻苯二甲酸氢钾(分析纯), 天津福晨化学试剂厂; 氢氧化钠(分析纯), 兰溪屹达化工试剂有限公司; 磷酸二氢钾(分析纯), 天津福晨化学试剂厂; 硼酸(分析纯), 天津福晨化学试剂厂; 氯化钾(分析纯), 天津福晨化学试剂厂; 盐酸(分析纯), 无锡佳妮化工有限公司。

潮土采自浙江省杭州市萧山区, 为农田耕作层土壤。土样经自然风干后过2 mm筛, 室温下保存备用。两种供试水-沉积物分别采自杭州西湖(湖泊)和京杭大运河(河流)。水-沉积物先静置分层后去水, 再经孔径2 mm筛网过滤, 然后置于通气良好的开盖容器里。

LC-30A/LCMS-8050超高效液相 —三重四极杆质谱联用仪, 日本岛津公司; XT5107— IH480恒温恒湿培养箱, 杭州雪中炭恒温技术有限公司; DHP —9052型电热恒温培养箱, 上海一恒科技有限公司; MLS —3750G高压灭菌锅, 日本三洋电机株式会社; PB —10型pH计, 德国Sartorius公司; 流式密闭系统装置, 自制; 空气泵, 成都锐意机械设计中心; DFNW —3L氮气发生器, 上海精密科学仪器有限公司; AB104 —S电子天平(精确至0.000 1 g), 瑞士梅特勒公司; OHAUS SPS402F电子天平(精确至0.01 g), 美国奥豪斯公司。所使用的圆柱形玻璃培养瓶, 直径8.5 cm, 高18 cm。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 供试土壤和沉积物的基本理化参数 Table 1 Physical and chemical properties of soils and sediments used in tests 基质 Matrix pH OM/% CEC/ (cmol· kg-1) 黏粒含量 Clay content/% 质地 Texture 潮土Fluvo-aquic soil 8.11 1.22 6.43 16.5 砂壤土Sandy loam 西湖沉积物Sediment of West Lake 7.84 4.25 23.1 45.6 重壤土Heavy loam 运河沉积物Sediment of Grand Channel 7.76 1.26 10.0 29.1 轻壤土Light loam OM, Organic matter; CEC, Cation exchange capacity. OM, 有机质; CEC, 阳离子交换量。

表1 供试土壤和沉积物的基本理化参数 Table 1 Physical and chemical properties of soils and sediments used in tests

参照《准则》, 选择pH值分别为4、7、9的缓冲溶液进行水解试验并设置重复样品。将配制好的缓冲溶液和供水解试验用的试管、烧杯进行高温高压灭菌。灭菌后的缓冲溶液用0.1 mol· L^-1的盐酸或0.1 mol· L^-1的氢氧化钠重新校正pH。整个试验过程中避光, 避免氧化作用。

1.4.1 预试验

分别用pH值4、7、9的缓冲溶液配制3.0 mg· L^-1供试物溶液:准确移取1 000 mg· L^-1 97%氨唑草酮原药储备液0.3 mL, 用相应已灭菌并校正pH的缓冲液定容至100 mL。将含有供试物的缓冲溶液各分装至4根试管, 每根试管准确移入20.0 mL。

将试管置于(50± 1)℃的恒温培养箱中培养, 培养0、5 d后, 取出装有不同pH值供试物溶液的试管各2根(即2个平行样品), 测定溶液中的供试物含量。

如水解率小于10%, 可认为供试物具有化学稳定性(25 ℃时半衰期长于365 d), 无需继续进行正式试验; 如水解率大于等于10%, 则需进行正式试验。

1.4.2 正式试验

根据预试验结果, 确定正式试验所用缓冲液的pH值。

使用所需pH值的缓冲溶液配制3.0 mg· L^-1氨唑草酮溶液:吸取1 000 mg· L^-1 97%氨唑草酮原药储备液1.5 mL, 用相应已灭菌并校正pH的缓冲液定容至500 mL。将含有氨唑草酮的缓冲溶液分装成24份, 每试管20.00 mL, 置于(25± 1)℃条件下培养。分别于培养0 h、10 h、2 d、7 d、15 d、30 d、45 d、60 d、80 d、100 d、120 d后取出, 每次取出2个试管(即2个平行样品), 测定水中氨唑草酮含量。

参照《准则》, 试验设3级吸收, 吸收液为乙腈, 吸收液体积分别为100、50、50 mL。

1.5.1 空气中的挥发性试验

准确量取0.2 mL的1.00× 10³ mg· L^-1氨唑草酮原药储备溶液均匀地滴加在直径9 cm的培养皿中, 待溶剂在室内常温下挥发干后, 将培养皿置于气流式密闭系统中, 空气以500 mL· min^-1的流速通过密闭装置, 使挥发出来的氨唑草酮随气流通过吸收管, 截留在吸收液中, 系统运行24 h后分别测定培养皿和吸收液中的氨唑草酮含量。同时, 设置一个不经气流的对照处理。

1.5.2 水中的挥发性试验

准确量取20.0 mL浓度为10.00 mg· L^-1的氨唑草酮原药工作液, 置于直径9 cm的培养皿中, 将培养皿置于气流式密闭系统中, 空气以500 mL· min^-1的流速通过密闭装置, 使挥发出来的氨唑草酮随气流通过吸收管, 截留在吸收液中, 系统运行24 h后分别测定水和吸收液中的氨唑草酮含量。同时, 设置一个不经气流的对照处理。

1.5.3 土壤中的挥发性试验

称50.0 g潮土平铺于直径9 cm的培养皿中, 然后均匀滴加0.4 mL 1 000 mg· L^-1的氨唑草酮原药储备溶液, 再加水9.00 mL, 使土壤持水量为饱和持水量的60%。将培养皿置于气流式密闭系统中, 空气以500 mL· min^-1的流速通过密闭装置, 使挥发出来的氨唑草酮随气流通过吸收管, 截留在吸收液中, 系统运行24 h后分别测定土壤和吸收液中的氨唑草酮含量。同时, 设置不经气流的对照处理。

参照《准则》, 选择具有代表性的湖泊(杭州西湖)水-沉积物系统与河流(京杭大运河)水-沉积物系统进行水-沉积物系统降解试验, 并设置重复样品。

1.6.1 预培养

称取150 g西湖沉积物(湿重, 精确至0.01 g)置于培养瓶中(沉积物厚度约为2.5 cm), 加入400 mL相应的水样(水层厚度约为8.0 cm), 总共58份。其中, 一半数量的培养瓶中通入空气(好氧试验), 另一半数量的培养瓶中通入氮气(厌氧试验), 预培养15 d。

称取160 g运河沉积物(湿重, 精确至0.01 g)置于培养瓶中(沉积物厚度约为2.0 cm), 加入300 mL相应的水样(水层厚度约为6.0 cm), 总共58份。其中, 一半数量的培养瓶中通入空气(好氧试验), 另一半数量的培养瓶中通入氮气(厌氧试验), 预培养15 d。

1.6.2 水-沉积物系统中的好氧降解试验

预培养结束后, 在通入空气的湖泊水-沉积物、河流水-沉积物系统培养瓶水相中分别加入1 000 mg· L^-1氨唑草酮储备液0.8、0.6 mL, 用玻璃棒轻轻搅匀水体, 使水相中氨唑草酮的理论质量浓度为2.00 mg· L^-1。加药后的培养瓶中继续通入充足空气, 在(25± 2)℃、黑暗条件下进行培养。湖泊水-沉积物系统于加药培养后的0、1、3、7、10、20、35、50、60、70、80、90、100 d分别取出2个培养瓶(即2个平行样品); 河流水-沉积物系统于加药培养后的0、1、3、7、10、20、35、60、70、80、90、100 d分别取出2个培养瓶(即2个平行样品)。取样后将上层的水缓慢倒出, 分别测定水相和沉积物相中氨唑草酮的含量。另设不加氨唑草酮的空白对照。

1.6.3 水-沉积物系统中的厌氧降解试验

培养期间向培养瓶中通入氮气以保持厌氧环境, 其他同前述水-沉积物系统中的好氧降解试验。

1.7.1 水样中氨唑草酮提取

移取水样品5 mL于10 mL容量瓶中, 用色谱纯甲醇定容, 取1 mL过0.22 μ m滤膜, 待检测。若样品中氨唑草酮浓度较高, 则用1:1甲醇水溶液稀释后再过膜、检测。

1.7.2 培养皿中氨唑草酮提取

将培养皿上的氨唑草酮用50 mL甲醇分3次淋洗, 全部转移至100 mL容量瓶中, 用蒸馏水定容, 过0.22 μ m滤膜, 待检测。

1.7.3 吸收液中氨唑草酮提取

收集3根吸收管中的乙腈, 用少量乙腈多次润洗吸收管并与吸收液合并, 于40 ℃水浴浓缩干, 用5 mL甲醇溶解后全部转移至10 mL容量瓶中, 用蒸馏水定容, 过0.22 μ m滤膜, 待检测。

1.7.4 土壤中氨唑草酮提取

将全部土壤样品置于150 mL三角瓶中, 加入30 mL蒸馏水和50 mL分析纯甲醇, 盖上盖子后振荡提取30 min, 然后抽滤, 随后用蒸馏水定容至100 mL, 取1 mL过0.22 μ m滤膜, 待测。

1.7.5 沉积物中氨唑草酮提取

称取沉积物20 g(精确至0.01 g)于150 mL三角瓶中, 加入蒸馏水20 mL, 再加入50 mL分析纯甲醇, 盖上盖子后振荡提取30 min, 抽滤, 随后用蒸馏水定容至100 mL, 取1 mL过0.22 μ m滤膜, 待测。

1.8.1 液相条件

色谱柱为Waters XTerra C18柱(100 mm× 2.1 mm, 1.7 μ m); 流动相为0.02%甲酸-2 mmol· L^-1醋酸铵水溶液(A)和乙腈(B), 等度洗脱(流动相A、B的体积比为60:40); 流速0.2 mL· min^-1, 柱温40 ℃, 进样体积2 μ L, 运行时间5 min。

1.8.2 质谱条件

电离方式为ESI⁺(电喷雾离子化), 采用MRM(多反应监测); 接口(Interface)电压4.0 kV, 雾化气流速3.0 L· min^-1, 干燥气流速10.0 mL· min^-1, 加热气流速10.0 L· min^-1, Interface温度300 ℃, DL(脱溶剂管)温度250 ℃, Heat Block(加热块)温度400 ℃, 碰撞电压为-9 eV(碰撞气为Ar); 定性/定量离子对为242.20/55.15、242.20/143.10。

1.8.3 分析方法验证

当水中氨唑草酮添加水平为0.010 1~2.02 mg· L^-1时, 平均回收率为96%~101%, 相对标准偏差(RSD)为0.74%~0.89%; 当土壤中氨唑草酮添加水平为0.101~5.05 mg· kg^-1时, 平均回收率为91%~95%, RSD为0.77%~3.1%; 当沉积物中氨唑草酮添加水平为0.101~5.05 mg· kg^-1时, 平均回收率为87%~94%, RSD为0.95%~1.5%。氨唑草酮在水中的最低检出质量浓度为0.020 2 mg· L^-1, 在土壤和沉积物中的最低检出质量浓度为0.050 5 mg· kg^-1。检测方法的准确度、精密度均满足农药残留分析要求。

水解是农药在自然环境中主要的降解方式之一。研究氨唑草酮的水解行为, 有助于了解其在自然环境中的迁移、转化和最终归宿。预试验结果(表2)显示, 97%氨唑草酮原药在pH值分别为4、7、9的缓冲溶液中的初始质量浓度分别为3.08、3.12、3.12 mg· L^-1, 50 ℃条件下培养5 d后, 质量浓度分别为3.08、3.04、0.145 mg· L^-1, 水解率分别为0、2.6%和95%。

表2

Table 2

表2(Table 2)

表2 氨唑草酮水解预试验结果 Table 2 Hydrolysis of amicarbazone in preliminary test t/d 氨唑草酮质量浓度Concentration of amicarbazone/(mg· L-1) pH=4 pH=7 pH=9 0 3.08 3.12 3.12 5 3.08 3.04 0.145

表2 氨唑草酮水解预试验结果 Table 2 Hydrolysis of amicarbazone in preliminary test

预试验结果表明, 97%氨唑草酮原药在pH值4和7的缓冲溶液中水解率低于10%, 由此认为其具有化学稳定性(25 ℃时半衰期长于365 d), 根据《准则》, 无须继续这2种条件下的正式试验。在pH值为9的缓冲溶液中, 97%氨唑草酮原药的水解率> 10%, 因此使用pH值为9的缓冲液开展正式试验。如图2所示, 25 ℃条件下, 氨唑草酮在pH值为9的缓冲液中的初始质量浓度为3.04 mg· L^-1, 经拟合, 其降解动力学方程为C_t =2.973 4e^{-0.007 7t}(R²=0.990 0), 经测算, 水解半衰期为90.0 d。

图2

Fig.2

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	图2 氨唑草酮在pH值为9的缓冲液中的水解曲线(25 ℃)Fig.2 Hydrolysis of amicarbazone in buffer solution of pH=9 (25 ℃)

氨唑草酮在25 ℃条件下, 在pH值为4和7的缓冲液中, 水解半衰期长于365 d, 而在pH值为9的缓冲液中, 水解半衰期为90.0 d。按我国农药水解特性等级划分标准, 水解半衰期在30~90 d属中等水解农药, 水解半衰期长于180 d属难水解农药, 据此判定氨唑草酮属难水解至中等水解农药。

农药的挥发性直接影响其在环境中的分配、持留与归趋。通常, 挥发性大的农药对环境的影响范围较大。如表3所示, 不同介质中的挥发性试验结果表明, 氨唑草酮在吸收液中均未检出, 即挥发量均低于0.101 μ g。氨唑草酮在空气、水、土壤中的挥发率分别为< 0.051 8%、< 0.056 1%、< 0.028 2%, 表明氨唑草酮在空气、水和土壤中较难挥发。按我国农药挥发性等级划分标准, 挥发率≤ 1%属于难挥发农药, 据此认定氨唑草酮属于难挥发农药。

氨唑草酮在潮土中的挥发性试验回收率为86.0%, 低于其在空气、水中的挥发性试验回收率。原因可能是, 供试潮土偏碱性, 氨唑草酮在其中的降解较快, 因而回收率较低。张春荣等^[9]研究异恶唑草酮在土壤中的挥发性时也观察到类似现象。水解试验结果也表明氨唑草酮在碱性条件下降解更快。

表3

Table 3

表3(Table 3)

表3 氨唑草酮在不同介质中的挥发性试验结果 Table 3 Results of volatile test for amicarbazone in different media 介质 Media 添加量 Addition amount/μ g 残留量 Residues amount/μ g 挥发量 Valatilization amount/μ g 挥发率 Valatilization rate/% 对照中残留量 Residues amount in control/μ g 回收率 Recovery rate/% 空气 Air 195 197 < 0.101 < 0.051 8 193 101 水 Water 180 194 < 0.101 < 0.056 1 170 108 潮土Fluvo-aquic soil 358 308 < 0.101 < 0.028 2 310 86.0

表3 氨唑草酮在不同介质中的挥发性试验结果 Table 3 Results of volatile test for amicarbazone in different media

农药进入环境后通常会在大气、水、土壤三相之间迁移, 环境因素和水土理化性质对农药的环境行为有着重要影响。水-沉积物系统降解是农药在环境中消解的重要途径之一, 是评价农药对水生生态影响的重要指标。本试验选择在南方地区具有代表性的湖泊水-沉积物系统与河流水-沉积物系统, 分别在好氧与厌氧条件下, 研究氨唑草酮在水-沉积物系统中的降解作用, 为评价该农药对水体安全性的影响提供基础数据。

2.3.1 好氧与厌氧条件下的水-沉积物降解作用

氨唑草酮在水-沉积物系统水相中的降解结果如图3所示。好氧条件下, 氨唑草酮在西湖水和运河水中的半衰期分别为120 d和315 d; 厌氧条件下, 氨唑草酮在西湖水和运河水中的半衰期分别为110 d和433 d。以上结果表明, 氨唑草酮在水-沉积物系统水相中好氧条件和厌氧条件下的降解速率差别不大, 在西湖水中的降解明显快于在京杭大运河水中的强解。

图3

Fig.3

	Figure Option ViewDownloadNew Window
	图3 氨唑草酮在水-沉积物系统水相中的降解曲线Fig.3 Degradation of amicarbazone in water phase of water-sediment system

氨唑草酮在水-沉积物系统中的降解结果如图4所示。好氧条件下, 氨唑草酮在湖泊水-沉积物系统和河流水-沉积物系统中的半衰期分别为408 d和630 d, 试验至100 d时其降解率分别为14.1%和9.83%; 厌氧条件下, 氨唑草酮在湖泊水-沉积物系统和河流水-沉积物系统中的半衰期分别为248 d和990 d, 试验至100 d时其降解率分别为20.3%和7.93%。以上结果表明, 氨唑草酮在水-沉积物系统中的降解速率与水-沉积物系统类型有较大关系, 在西湖水-沉积物系统中的降解更快。李璇等^[7]研究表明, 氨唑草酮在有机质含量、黏粒含量高的土壤中降解更快。本研究中, 西湖沉积物的有机质、黏粒含量均高于运河沉积物, 这可能有助于解释氨唑草酮在湖泊水-沉积物系统中降解更快的现象。本试验选择了在南方地区具有代表性的湖泊水-沉积物系统和河流水-沉积物系统在好氧与厌氧条件下进行试验, 结果显示, 氨唑草酮在其中的半衰期都较长, 说明氨唑草酮进入水体后较难降解。

图4

Fig.4

	Figure Option ViewDownloadNew Window
	图4 氨唑草酮在水-沉积物系统中的降解Fig.4 Degradation of amicarbazone in water-sediment system

2.3.2 氨唑草酮在水-沉积物系统中的分布趋势

水-沉积物系统可成为污染物的汇集地。农药可通过废水排放、大气沉降、雨水淋溶、冲刷等方式进入水体, 转移、蓄积到沉积物中, 而后又释放进入水相中再次污染水体。因此, 有必要研究氨唑草酮在水-沉积物系统沉积物相中的蓄积情况。本试验测定了氨唑草酮在沉积物相中质量浓度随时间的变化。如图5所示, 在好氧与厌氧条件下, 湖泊水-沉积物系统和河流水-沉积物系统中的氨唑草酮均可较快地由水相向沉积物相转移、富集, 大约在35 d时达到高值, 之后一直到100 d试验结束时, 氨唑草酮在沉积物中的含量基本未下降, 即基本不降解或蓄积在沉积物中不转移。同时, 试验结果表明, 氨唑草酮在西湖沉积积物或运河沉积物中的蓄积量与好氧、厌氧条件无关, 且西湖沉积物更容易吸附、富集氨唑草酮。氨唑草酮在西湖沉积物中的含量约为运河沉积物中含量的3倍, 西湖沉积物中的有机质含量也明显高于运河沉积物, 由此推测, 氨唑草酮的富集量可能与沉积物中的有机质含量呈正相关。李璇等^[7]和张春荣等^[9]的研究均表明, 土壤有机质含量较高的土壤更易吸附农药。因此, 无论是在好氧还是在厌氧条件下, 氨唑草酮在湖泊水中的降解都明显快于在河流-沉积物系统中, 其原因可能就是西湖沉积物更容易吸附、富集氨唑草酮, 使得其中的氨唑草酮能较快地由水相转移至沉积物相中。

图5

Fig.5

	Figure Option ViewDownloadNew Window
	图5 氨唑草酮在沉积物中的蓄积Fig.5 Accumulation of amicarbazone in sediments