2017, Vol. 19
水解和光解特性是农药环境行为的重要组成部分，是评价农药在环境中残留特性的重要指标[1]。研究农药在环境中的消解行为和归宿，对于科学使用农药，减少其对环境的污染和对非靶标生物的危害均具有重要意义[2]。
丙炔氟草胺 (flumioxazin，图式1) 是日本住友公司开发的N-苯基肽酰亚胺类除草剂，可有效防除大豆田中的一年生阔叶杂草及禾本科杂草[3]，其作用机理是通过阻断叶绿素的生物合成途径，使具有光毒性的卟啉在植物体内大量积累，在紫外光下，脂膜发生过氧化反应，最终导致植株死亡[4-5]。
|
图式 1 丙炔氟草胺 Scheme1 flumioxazin |
目前对于丙炔氟草胺的研究主要限于药效和残留方面[6-8]，有关其环境行为特性的研究鲜有报道。Alister等[9]研究了丙炔氟草胺在土壤中的吸附性，结果显示，土壤对丙炔氟草胺的吸附程度不仅与土壤中黏粒含量有关，与黏粒的类型关系更大。Ferrell等[10]报道了土壤中丙炔氟草胺降解与微生物的关系，指出土壤中微生物的数量对降解速率影响较大，而土壤温度的影响相对较小。Kwon等[11]研究了丙炔氟草胺在25 ℃下、不同pH缓冲水溶液中的水解及在荧光灯下的光解特性，发现pH值对其水解和光解的速率均有显著影响。
影响农药在环境中水解和光解的因素很多，除环境pH值外，主要还有温度、腐殖酸、光源、水质、有机溶剂等[12-15]，而有关不同影响因素对丙炔氟草胺在溶液中水解和光解特性的深入研究尚未见报道。笔者参照文献[11]方法，通过室内模拟农药在自然环境中的水解和光解，研究了光源、温度、pH值、有机溶剂及水质对丙炔氟草胺水解和光解特性的影响，以期为其科学合理使用及环境风险评价提供依据。
1 材料与方法 1.1 仪器及试剂Aglient 1290-6460液相色谱-串联三重四极杆质谱仪和MassHunter工作站软件 (美国Aglient公司)；超纯水仪 (美国Millipore公司)；BAS224S型电子天平 (德国Sartorius公司)；ZQZY-CF型恒温振荡培养箱 (上海知楚仪器有限公司)；FE28型pH计[梅特勒-托利多仪器 (上海) 有限公司]；旋转蒸发仪 (德国IKA公司)；YCYN-GHX-AC光化学反应仪 (上海郓曹电子科技有限公司)。
丙炔氟草胺 (flumioxazin) 标准品 (纯度99.4%，德国Dr. Ehrenstorfer公司)；分析纯试剂：磷酸氢钠、磷酸二氢钠、乙酸、乙酸钠、碳酸钠、碳酸氢钠；色谱纯试剂：甲醇、甲酸、乙腈。
1.2 标准溶液配制及标准曲线绘制由于丙炔氟草胺难溶于水，根据《化学农药环境安全评价试验准则》“第2部分：水解试验”[16]及“第3部分：光解试验”[17]要求，选择乙腈作为助溶剂。准确称取0.01 g (精确至0.000 1 g) 丙炔氟草胺标准品，用乙腈溶解并定容至100 mL，配制成100 mg/L的标准储备液，于 –20 ℃下避光保存。试验时用乙腈逐级稀释，分别配成0.01、0.05、0.1、0.5、1和5 mg/L的丙炔氟草胺标准工作溶液，现用现配。以峰面积为纵坐标，进样质量浓度为横坐标绘制标准曲线。
1.3 仪器检测条件Aglient Eclipse Plus C18色谱柱 (50 mm × 2.1 mm，1.8 μm)；柱温40 ℃；进样体积3 μL；流动相A：0.2%甲酸水溶液，流动相B：甲醇；流速0.4 mL/min；电喷雾离子源 (ESI)；正离子多反应监测模式 (MRM)；定量离子对为354.1 > 327.1。梯度洗脱程序：0 min，10% B；1 min 50% B；3 min 20% B；5 min 10% B。驻留时间300 ms；干燥气和鞘气均为氮气，干燥气温度325 ℃(8 L/min)，鞘气温度350 ℃(10 L/min)；毛细管电压3 500 V；喷嘴电压500 V。
在此条件下，丙炔氟草胺的保留时间为2.37 min。
1.4 缓冲溶液配制pH值为5的缓冲溶液：36%乙酸 7.93 mL，乙酸钠 4.10 g，用蒸馏水定容至500 mL；pH 7的缓冲溶液：磷酸氢钠 7.10 g，二水合磷酸氢二钠 7.80 g，蒸馏水定容至500 mL；pH 9的缓冲溶液：碳酸氢钠 74.76 g，碳酸钠 5.30 g，蒸馏水定容至500 mL。现用现配，使用前灭菌并重新校准。
1.5 水解试验1.5.1 丙炔氟草胺在不同温度和pH值缓冲溶液中的水解 根据《化学农药环境安全评价试验准则》[16]要求进行。参考文献[11]的方法，采用灭菌后的缓冲溶液 (pH值分别为5、7、9) 在超净工作台上分别配制2 mg/L的丙炔氟草胺标准溶液，搅拌均匀后分装到棕色容量瓶中，每处理3个重复。分别放入15、25、35 ℃恒温培养箱中避光培养，于0、0.08、0.16、0.50、1、6、12、24、72、120及168 h分别取样，通过HPLC-MS/MS检测丙炔氟草胺的残留量。
1.5.2 丙炔氟草胺在不同水质中的水解 分别采用蒸馏水 (pH 7.15)、自来水 (pH 7.13) 和辽宁省沈阳市浑河水 (pH 6.98) 在超净工作台上配制2 mg/L的丙炔氟草胺水溶液，置于25 ℃恒温培养箱中避光培养，设3次重复。同1.5.1节定期取样，检测丙炔氟草胺的残留量。
1.6 光解试验1.6.1 丙炔氟草胺在不同光源下的光解 根据《化学农药环境安全评价试验准则》[17]要求进行。参考文献[11]的方法，用蒸馏水配制2 mg/L的丙炔氟草胺标准溶液，分别用汞灯300 W (光强为30 000 lx)、汞灯500 W (光强为50 000 lx) 和氙灯500 W (光强为10 500 lx) 在光化学反应仪中进行光照，样品距光源7 cm。氙灯和汞灯外用石英冷阱，同时通25 ℃冷却水以保持反应器内温度稳定。每处理3个重复，设黑暗对照。分别于0、0.08、0.16、0.50、1、6、12、24、72、120及168 h取样，检测丙炔氟草胺的残留量。
1.6.2 丙炔氟草胺在不同pH值缓冲液中的光解 分别用pH值为5、7、9的缓冲溶液配制2 mg/L的丙炔氟草胺标准溶液，用300 W汞灯在光化学反应仪中进行光照，保持反应器内温度为25 ℃。每处理3个重复，同时设黑暗对照。同1.6.1节定期取样，测定丙炔氟草胺的残留量。
1.6.3 丙炔氟草胺在不同有机溶剂中的光解 分别用乙腈、甲醇、乙酸乙酯、丙酮和正己烷配制2 mg/L的丙炔氟草胺标准溶液，用300 W汞灯在光化学反应仪中进行光照，保持反应仪内温度为25 ℃。每处理3个重复，同时设黑暗对照。同1.6.1节定期取样，于旋转蒸发仪上蒸至近干，用乙腈定容至1 mL，测定丙炔氟草胺的残留量。
1.7 数据处理丙炔氟草胺在不同溶液中的水解和光解均可按一级动力学方程Ct = C0e–kt进行拟合。消解半衰期 (t1/2) 按t1/2 = ln2/k计算；温度效应系数 (Q) 按Q = kt+10/kt计算；反应活化能 (Ea) 按Ea = RTln (A/k) 计算。其中：Ct为t时刻丙炔氟草胺的质量浓度 (mg/L)；C0为丙炔氟草胺初始质量浓度 (mg/L)；k为消解速率常数 (min–1)；R为气体常数[8.314 J/(K·mol)]；T 为热力学温度 (K)；A 为频率因子。
2 结果与分析 2.1 方法的线性范围、准确度和精密度外标法定量。结果表明：在0.01~5 mg/L范围内，丙炔氟草胺的峰面积和对应质量浓度间呈良好线性关系，其回归方程为y = 170 570x + 483.1，决定系数R2 = 0.999 8。在0.01~1 mg/kg添加水平下，丙炔氟草胺的平均回收率在95%~102%之间，相对标准偏差在0.2%~7.4%之间，方法的检出限为0.1 μg/kg，定量限为0.3 μg/kg。方法可满足丙炔氟草胺残留检测要求[16-17]。
2.2 影响丙炔氟草胺水解的因素2.2.1 温度和pH值的影响 丙炔氟草胺在不同温度和pH值下的水解结果 (表1) 表明，高温和碱性条件有利于其水解。在相同温度不同pH值条件下，碱性越强水解速率越快；相同pH值不同温度条件下，则温度越高水解速率越快。当pH=9，温度分别在25和35 ℃时，5 min后降解率超过99%，此时丙炔氟草胺的残留浓度低于检出限0.1 μg/kg，无法拟合消解动态曲线。
农药水解反应的实质是亲核取代反应[18]，因此，推测其在碱性条件下水解较快的原因可能是由于亲核试剂OH– 进攻农药的亲电子基团，从而加速了丙炔氟草胺的水解。由Ea=RTln(A/k) 可知，随温度升高，化学反应的活化能 (Ea) 增大，反应速率加快，从而导致其水解速率加快。本研究中丙炔氟草胺在相同温度不同pH值条件下的水解结果与Kwon等[11]的研究结果相似，但本研究中的半衰期均长于Kwon等的结果。其原因可能是由于本研究采用的缓冲溶液类型与之不同，Kwon等采用的是0.01 mol/L乙酸钠和0.01 mol/L乙酸 (pH 5)、0.01 mol/L磷酸二氢钠和0.01 mol/L磷酸氢二钠 (pH 7) 以及0.01 mol/L乙酸和0.01 mol/L氨水 (pH 9) 作为缓冲溶液，推测溶液中的不同离子可能促进或抑制了化合物的水解速率，但具体还需进一步研究确证。
|
表 1 丙炔氟草胺在不同pH值和不同温度条件下的水解动力学参数 Table 1 Hydrolytic kinetics parameters of flmioxazin solutions under different pH values and temperatures |
2.2.2 水质的影响 丙炔氟草胺在河水、自来水和蒸馏水中的半衰期分别为2.70、6.03和19.80 h(表2)，其在河水中的水解速率高于在自来水和蒸馏水中的水解速率。自然水体中含有大量的微生物、微量元素和有机质等物质，其中微生物的降解作用[10]可能是导致丙炔氟草胺在河水中半衰期明显缩短的重要因素。
|
|
表 2 丙炔氟草胺在不同水质中的水解动力学参数 Table 2 Hydrolytic kinetics parameters of flmioxazin solutions in different types of water |
2.3 影响丙炔氟草胺光解的因素
2.3.1 pH值的影响 丙炔氟草胺在不同pH值缓冲溶液中的光解符合一级动力学方程，R2 > 0.95(表3)。2 mg/L的丙炔氟草胺在pH 9条件下光解速率最快，比pH 5处理组快了16.31倍；中性 (pH 7) 和酸性 (pH 5) 条件下的光解速率无明显差别，半衰期分别为0.44 和0.026 h。本结果与Kwon等[11]关于丙炔氟草胺在辐射波长高于290 nm荧光灯照射和不同pH值条件下的光解结果基本一致，但本研究在300 W高压汞灯下进行，光解速率远高于Kwon等的结果。这可能是因为高压汞灯的辐射波长在200~280 nm之间[19]，紫外分光光度计显示，丙炔氟草胺的最大吸收峰波长 (λmax) 分别在217和286 nm，由于丙炔氟草胺的吸收波长与高压汞灯的辐射波长相适应，因此加速了其光解速率。研究表明，丙炔氟草胺在碱性条件下极易光解，这可能是由于缓冲溶液中的OH– 可催化光解反应[20]，但详细的作用机制还有待进一步研究。
|
|
表 3 丙炔氟草胺在不同pH值缓冲溶液中的光解动力学参数 Table 3 Photolysis kinetics parameters of flmioxazin solutions under different pH values |
2.3.2 有机溶剂的影响 丙炔氟草胺在5种有机溶剂中的光解动力学参数见表4，其光解均符合一级动力学方程，在300 W汞灯照射下，光解速率顺序依次为：甲醇 > 乙酸乙酯 > 正己烷 > 乙腈 > 丙酮。已知甲醇、乙酸乙酯、正己烷、乙腈和丙酮的极性指数分别为6.60、4.30、0、6.20和5.40，可见丙炔氟草胺的光解与有机溶剂的极性无关。丙炔氟草胺的λmax分别在217和286 nm，甲醇为205 nm，乙酸乙酯255 nm，正己烷195 nm，乙腈190 nm，丙酮330 nm。根据光化学第一定律 (Grothus-Draper定律) 可知，发生光解反应的前提是光子的能量大于分子内的化学键能，此外分子必须对某特定波长的峰有特征吸收[21]。有报道称，农药在不同有机溶剂中光解速率存在差异，可能是因为反应体系的吸收光谱发生了改变[22]，但如何改变反应体系的吸收光谱还有待进一步研究。本研究中在300 W汞灯照射下，丙炔氟草胺在丙酮中的光解速率最慢。这与Azenha等[23]提出的丙酮有光敏化作用，可促进农药在水溶液中的光解观点不一致，即丙酮对丙炔氟草胺的光解并没有敏化作用，反而有掩蔽作用。丙炔氟草胺在甲醇中光解速率最快，可能是由于在300 W汞灯的照射下产生了CH2OH自由基，从而对丙炔氟草胺的光解产生了促进作用[21]。
|
|
表 4 丙炔氟草胺在不同有机溶剂中的光解动力学参数 Table 4 Photolysis kinetics parameters of flmioxazin solutions in different organic solvents |
2.3.3 光源的影响 结果见表5。高压汞灯和氙灯的辐射波长分别为200~280和300~780 nm[24]。丙炔氟草胺在汞灯300 W (光强为30 000 lx )、汞灯500 W (光强为50 000 lx) 和氙灯500 W (光强为10 500 lx) 下的半衰期分别为4.15、2.39及57.75 h，光照24 h后的降解率分别为98.31%、99.49%和29.90%。可见丙炔氟草胺在汞灯照射下的光解速率明显高于在氙灯下的光解速率，并且光强越强，光解速率越快。这是因为丙炔氟草胺的λmax(217和286 nm) 与高压汞灯的辐射波长 (200~280 nm) 相适应，可利用的光子能直接被丙炔氟草胺分子吸收，因此其在汞灯下光解速率较快。此外，丙炔氟草胺分子吸收光子的能量越高，分子中的电子在能级之间发生跃迁就越快，所以500 W汞灯下的光解速率高于300 W汞灯下的光解速率。
|
|
表 5 丙炔氟草胺在不同光源下的光解动力学参数 Table 5 Photolysis kinetics parameters of flmioxazin solutions under different light sources |
3 结论与讨论
目前尚未见有关丙炔氟草胺在环境中化学行为的深入研究报道。本研究表明：丙炔氟草胺在不同环境条件下的水解和光解均符合一级动力学方程。其在pH值分别为5、7、9的缓冲溶液中的水解速率依次为pH 9 > 7 > 5，即其在碱性条件下水解最快；丙炔氟草胺的水解速率随温度升高而明显加快；其在河水中的水解速率高于在自来水和蒸馏水中的水解速率。
不同pH值下丙炔氟草胺的光解速率依次为pH 9 > 7 > 5；不同光源下的光解速率依次为500 W汞灯 > 300 W汞灯 > 氙灯；其在不同有机溶剂中的光解速率依次为甲醇 > 乙酸乙酯 > 正己烷 > 乙腈 > 丙酮，即丙炔氟草胺的光解速率与有机溶剂极性无关。
本研究选择浑河水作为自然水体试材，主要是考虑到丙炔氟草胺作为大豆田播后苗前常用的除草剂之一，在中国东北地区应用非常广泛，而浑河两岸种植着大面积的大豆。但由于河水的成分复杂，本文仅初步研究了丙炔氟草胺在其中的降解趋势，关于河水组分、微生物等因素对丙炔氟草胺降解的影响还有待进一步深入研究。
众多研究表明，农药经过长时间的水解和光解后会产生多种代谢物，有的代谢物会进一步降解，变成相对无毒的化合物，但有的代谢物不仅降解缓慢，而且其毒性甚至会高于母体[25]。因此，为了系统评价丙炔氟草胺对环境的安全性，还需要对其水解和光解产生的代谢物的毒性及其环境毒理效应等进行深入研究。
| [1] | PROSEN H, ZUPANČIČ-KRALJ L. Evaluation of photolysis and hydrolysis of atrazine and its first degradation products in the presence of humic acids[J]. Environ Pollut, 2005, 133(3): 517–529. doi:10.1016/j.envpol.2004.06.015 |
| [2] |
肖曲, 郝冬亮, 刘毅华, 等. 农药水环境化学行为研究进展[J]. 中国环境管理干部学院学报, 2008, 18(3): 58–61.
XIAO Q, HAO D L, LIU Y H, et al. Research progress in chemistry behavior of pesticides in aquatic environment[J]. J Environ Manage Coll China, 2008, 18(3): 58–61. |
| [3] | SCOTT G H, ASKEW S D, BENNETT A C, et al. Economic evaluation of HADSS computer program for weed management in nontransgenic and transgenic cotton[J]. Weed Sci, 2001, 49(4): 549–557. doi:10.1614/0043-1745(2001)049[0549:EEOHCP]2.0.CO;2 |
| [4] | ASKEW S D, WILCUT J W, CRANMER J R. Cotton (Gossypium hirsutum) and weed response to flumioxazin applied preplant and postemergence directed [J]. Weed Technol, 2002, 16(1): 184–190. doi:10.1614/0890-037X(2002)016[0184:CGHAWR]2.0.CO;2 |
| [5] | EVERMAN W J, CLEWIS S B, YORK A C, et al. Weed control and yield with flumioxazin, fomesafen, and S-metolachlor systems for glufosinate-resistant cotton residual weed management [J]. Weed Technol, 2015, 23(3): 391–397. |
| [6] |
谭金妮, 李琦, 郭文磊, 等. 丙炔氟草胺除草活性及对棉花的安全性[J]. 农药学学报, 2017, 19(2): 189–194.
TAN J N, LI Q, GUO W L, et al. Evaluation of herbicidal activity and safety to cotton of flumioxazin[J]. Chin J Pestic Sci, 2017, 19(2): 189–194. |
| [7] |
黄华树. 丙炔氟草胺述评[J]. 农药, 2016, 55(10): 778–780.
HUANG H S. Introduction of flumioxazin[J]. Agrochemicals, 2016, 55(10): 778–780. |
| [8] |
林黎, 叶刚, 谢丽琪, 等. 气相色谱-质谱法检测食品中残留的丙炔氟草胺[J]. 色谱, 2008, 26(3): 318–321.
LIN L, YE G, XIE L Q, et al. Determination of flumioxazin residue in foods using gas chromatography-mass spectrometry[J]. Chin J Chromatogr, 2008, 26(3): 318–321. |
| [9] | ALISTER C, ROJAS S, GÓMEZ P, et al. Dissipation and movement of flumioxazin in soil at four field sites in Chile[J]. Pest Manage Sci, 2008, 64(5): 579–583. doi:10.1002/(ISSN)1526-4998 |
| [10] | FERRELL J A, VENCILL W K. Flumioxazin soil persistence and mineralization in laboratory experiments[J]. J Agric Food Chem, 2003, 51(16): 4719–4721. doi:10.1021/jf0342829 |
| [11] | KWON J W, ARMBRUST K L, GREY T L. Hydrolysis and photolysis of flumioxazin in aqueous buffer solutions[J]. Pest Manage Sci, 2004, 60(9): 939–943. doi:10.1002/(ISSN)1526-4998 |
| [12] |
张宗炳, 樊德方, 钱传范, 等. 杀虫药剂的环境毒理学[M]. 北京: 农业出版社, 1989.
ZHANG Z B, FAN D F, QIAN C F, et al. Environmental toxicology of pesticides[M]. Beijing: China Agriculture Press, 1989. |
| [13] | SUNDA W, HUNTSMAN S. Effect of pH, light, and temperature on Fe-EDTA chelation and Fe hydrolysis in seawater[J]. Mar Chem, 2003, 84(1-2): 35–47. doi:10.1016/S0304-4203(03)00101-4 |
| [14] |
何华, 徐存华, 孙成, 等. 三种丙烯菊酯系列产品的光解和水解稳定性[J]. 农村生态环境, 2003, 19(2): 43–46.
HE H, XU C H, SUN C, et al. Stability of three allethrin-series products in photolysis and hydrolysis[J]. J Ecol Rural Environ, 2003, 19(2): 43–46. |
| [15] | LOFTIN K A, ADAMS C D, MEYER M T, et al. Effects of ionic strength, temperature, and pH on degradation of selected antibiotics[J]. J Environ Qual, 2008, 37(2): 378–386. doi:10.2134/jeq2007.0230 |
| [16] |
化学农药环境安全评价试验准则 第 2 部分: 水解试验: GB/T 31270.2—2014[S]. 北京: 中国标准出版社, 2015.
Test guidelines on environmental safety assessment for chemical pesticides—part 2: hydrolysis: GB/T 31270.2—2014[S]. Beijing: Standards Press of China, 2015. |
| [17] |
化学农药环境安全评价试验准则 第 3 部分: 光解试验: GB/T 31270.3—2014[S]. 北京: 中国标出版社, 2015.
Test guidelines on environmental safety assessment for chemical pesticides—part 3: phototransformation: GB/T 31270.3—2014[S]. Beijing: Standards Press of China, 2015. |
| [18] |
杨克武, 莫汉宏. 有机化合物水解的研究方法[J]. 环境化学, 1994, 13(3): 206–209.
YANG K W, MO H H. Method for studying hydrolysis of organic chemicals as a function of pH[J]. Environ Chem, 1994, 13(3): 206–209. |
| [19] |
沈佳君, 吴刚, 王伟, 等. 除草剂丙酯草醚在有机溶剂中的光化学降解[J]. 核农学报, 2013, 27(8): 1227–1233.
SHEN J J, WU G, WANG W, et al. Photolysis of herbicide ZJ0273 in organic solvents under ultraviolet light[J]. J Nucl Agric Sci, 2013, 27(8): 1227–1233. |
| [20] |
梁菁, 郭正元, 冯丽萍, 等. 农药在环境中光化学降解的影响因素[J]. 农业环境科学学报, 2007, 26(B10): 668–673.
LIANG J, GUO Z Y, FENG L P, et al. The influence factors of pesticides photodegradation in the environment[J]. J Agro-Environ Sci, 2007, 26(B10): 668–673. |
| [21] |
巴尔特洛甫 J A, 科伊尔 J D. 光化学原理[M]. 宋心琦, 刘文渊, 石鸿昌, 译. 北京: 清华大学出版社, 1983: 145-167.
BARLTROP J A, COYLE J D. Photochemical principle[M]. SONG X Q, LIU W Y, SHI H C, trans. Beijing: Tsinghua University Press, 1983: 145-167. |
| [22] | GONZALEZ M C, BRAUN A. Vacuum UV photolysis of aqueous solutions of nitrate. Effect of organic matter: II. methanol[J]. J Photochem Photobiol A, 1996, 95(1): 67–72. doi:10.1016/1010-6030(95)04228-8 |
| [23] | AZENHA M E D G, BURROWS H D, CANLE L M, et al. Kinetic and mechanistic aspects of the direct photodegradation of atrazine, atraton, ametryn and 2-hydroxyatrazine by 254 nm light in aqueous solution[J]. J Phys Org Chem, 2003, 16(8): 498–503. doi:10.1002/poc.624 |
| [24] |
任丽萍, 田芹, 周志强, 等. 己唑醇的光化学降解[J]. 农药学学报, 2004, 6(4): 73–77.
REN L P, TIAN Q, ZHOU Z Q, et al. Photochemical degradation of hexaconazole[J]. Chin J Pestic Sci, 2004, 6(4): 73–77. |
| [25] | RAINSFORD K D. Toxicity in the brain of organophosphate insecticides: comparison of the toxicities of metabolites with parent compounds using an intracerebral injection method[J]. Pestic Biochem Physiol, 1978, 8(3): 302–316. doi:10.1016/0048-3575(78)90028-7 |