氨唑草酮的水解、揮發及其在水-沉積物系統中的降解特性

何開雨，湯 濤，宣彩迪，吳園園，何紅梅，吳 珉，趙學平，徐霞紅，王 強

(農產品質量安全危害因子與風險防控國家重點實驗室(籌)，農業農村部農藥殘留檢測重點實驗室，浙江省農業科學院 農產品質量標準研究所，浙江 杭州 310021)

氨唑草酮，化學名為4-氨基-5-氧代-3-異丙基-N-叔丁基-1，2，4-三唑-1-甲酰胺，CAS號為129909-90-6，分子式為C10H19N5O2，相對分子質量為241.29，屬于三唑啉酮類除草劑，結構式如圖1所示。氨唑草酮主要用于防治玉米田和甘蔗田一年生闊葉雜草和一年生禾木科雜草[1]，對玉米田中的苘麻、藜、野莧、賓州蒼耳和甘薯屬雜草等具有優秀防效，在甘蔗田能有效防治澤漆、甘薯屬、車前臂形草和刺蒺藜草等。氨唑草酮主要通過根部或者葉面被雜草吸收，可抑制雜草光合作用，從而導致雜草停止生長、組織枯黃，直至最終死亡。

氨唑草酮除草持效長，用藥量僅為莠去津的一半左右，對后茬作物安全，是莠去津等的良好替代產品，然而其廣泛應用可能會造成生態環境污染，或給人類帶來潛在的健康風險[2]。目前，國內外關于氨唑草酮的研究主要集中于其藥效和殘留等方面[1，3-5]，關于其環境行為特性的研究鮮見報道[6-8]。研究氨唑草酮的環境行為與歸趨特點，對合理使用氨唑草酮，避免空氣、水體、土壤受到污染，確保環境、農產品(食品)安全等具有積極意義。參考國家標準GB/T 31270—2014《化學農藥環境安全評價試驗準則》(以下簡稱為《準則》)的要求，采用室內模擬法研究了氨唑草酮在不同溫度和不同pH緩沖溶液中的水解特性、在不同環境介質中的揮發特性，以及在2種水-沉積物系統中的降解特性，以期為氨唑草酮的科學、合理使用和生態環境安全風險評估提供基礎數據。

1 材料與方法

圖1 氨唑草酮的結構式Fig.1 Structural formula of amicarbazone

1.1 主要試劑與耗材

97%氨唑草酮原藥，江蘇好收成韋恩農化股份有限公司；甲醇(色譜純)，Honeywell Burdick & Jackson；甲醇(分析純)，杭州高晶精細化工有限公司；甲酸(分析純)，溫州市化學用料廠；乙腈(分析純)，上海凌峰化學試劑有限公司；乙腈(色譜純)，Honeywell Burdick & Jackson；丙酮(分析純)，上海凌峰化學試劑有限公司；醋酸銨(色譜純)，TEDIA Company Inc.；鄰苯二甲酸氫鉀(分析純)，天津福晨化學試劑廠；氫氧化鈉(分析純)，蘭溪屹達化工試劑有限公司；磷酸二氫鉀(分析純)，天津福晨化學試劑廠；硼酸(分析純)，天津福晨化學試劑廠；氯化鉀(分析純)，天津福晨化學試劑廠；鹽酸(分析純)，無錫佳妮化工有限公司。

1.2 供試土壤與沉積物

潮土采自浙江省杭州市蕭山區，為農田耕作層土壤。土樣經自然風干后過2 mm篩，室溫下保存備用。兩種供試水-沉積物分別采自杭州西湖(湖泊)和京杭大運河(河流)。水-沉積物先靜置分層后去水，再經孔徑2 mm篩網過濾，然后置于通氣良好的開蓋容器里。

1.3 儀器設備

表1 供試土壤和沉積物的基本理化參數

Table1Physical and chemical properties of soils and sediments used in tests

基質MatrixpHOM/%CEC/(cmol·kg-1)黏粒含量Clay content/%質地Texture潮土Fluvo-aquic soil8.111.226.4316.5砂壤土Sandy loam西湖沉積物Sediment of West Lake7.844.2523.145.6重壤土Heavy loam運河沉積物Sediment of Grand Channel7.761.2610.029.1輕壤土Light loam

OM，有機質；CEC，陽離子交換量。

OM， Organic matter; CEC， Cation exchange capacity.

1.4 水解試驗

參照《準則》，選擇pH值分別為4、7、9的緩沖溶液進行水解試驗并設置重復樣品。將配制好的緩沖溶液和供水解試驗用的試管、燒杯進行高溫高壓滅菌。滅菌后的緩沖溶液用0.1 mol·L-1的鹽酸或0.1 mol·L-1的氫氧化鈉重新校正pH。整個試驗過程中避光，避免氧化作用。

1.4.1 預試驗

分別用pH值4、7、9的緩沖溶液配制3.0 mg·L-1供試物溶液：準確移取1 000 mg·L-197%氨唑草酮原藥儲備液0.3 mL，用相應已滅菌并校正pH的緩沖液定容至100 mL。將含有供試物的緩沖溶液各分裝至4根試管，每根試管準確移入20.0 mL。

將試管置于(50±1)℃的恒溫培養箱中培養，培養0、5 d后，取出裝有不同pH值供試物溶液的試管各2根(即2個平行樣品)，測定溶液中的供試物含量。

如水解率小于10%，可認為供試物具有化學穩定性(25 ℃時半衰期長于365 d)，無需繼續進行正式試驗；如水解率大于等于10%，則需進行正式試驗。

1.4.2 正式試驗

根據預試驗結果，確定正式試驗所用緩沖液的pH值。

使用所需pH值的緩沖溶液配制3.0 mg·L-1氨唑草酮溶液：吸取1 000 mg·L-197%氨唑草酮原藥儲備液1.5 mL，用相應已滅菌并校正pH的緩沖液定容至500 mL。將含有氨唑草酮的緩沖溶液分裝成24份，每試管20.00 mL，置于(25±1)℃條件下培養。分別于培養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個試管(即2個平行樣品)，測定水中氨唑草酮含量。

1.5 揮發性試驗

參照《準則》，試驗設3級吸收，吸收液為乙腈，吸收液體積分別為100、50、50 mL。

1.5.1 空氣中的揮發性試驗

準確量取0.2 mL的1.00×103mg·L-1氨唑草酮原藥儲備溶液均勻地滴加在直徑9 cm的培養皿中，待溶劑在室內常溫下揮發干后，將培養皿置于氣流式密閉系統中，空氣以500 mL·min-1的流速通過密閉裝置，使揮發出來的氨唑草酮隨氣流通過吸收管，截留在吸收液中，系統運行24 h后分別測定培養皿和吸收液中的氨唑草酮含量。同時，設置一個不經氣流的對照處理。

1.5.2 水中的揮發性試驗

準確量取20.0 mL濃度為10.00 mg·L-1的氨唑草酮原藥工作液，置于直徑9 cm的培養皿中，將培養皿置于氣流式密閉系統中，空氣以500 mL·min-1的流速通過密閉裝置，使揮發出來的氨唑草酮隨氣流通過吸收管，截留在吸收液中，系統運行24 h后分別測定水和吸收液中的氨唑草酮含量。同時，設置一個不經氣流的對照處理。

1.5.3 土壤中的揮發性試驗

稱50.0 g潮土平鋪于直徑9 cm的培養皿中，然后均勻滴加0.4 mL 1 000 mg·L-1的氨唑草酮原藥儲備溶液，再加水9.00 mL，使土壤持水量為飽和持水量的60%。將培養皿置于氣流式密閉系統中，空氣以500 mL·min-1的流速通過密閉裝置，使揮發出來的氨唑草酮隨氣流通過吸收管，截留在吸收液中，系統運行24 h后分別測定土壤和吸收液中的氨唑草酮含量。同時，設置不經氣流的對照處理。

1.6 水-沉積物系統降解試驗

參照《準則》，選擇具有代表性的湖泊(杭州西湖)水-沉積物系統與河流(京杭大運河)水-沉積物系統進行水-沉積物系統降解試驗，并設置重復樣品。

1.6.1 預培養

稱取150 g西湖沉積物(濕重，精確至0.01 g)置于培養瓶中(沉積物厚度約為2.5 cm)，加入400 mL相應的水樣(水層厚度約為8.0 cm)，總共58份。其中，一半數量的培養瓶中通入空氣(好氧試驗)，另一半數量的培養瓶中通入氮氣(厭氧試驗)，預培養15 d。

稱取160 g運河沉積物(濕重，精確至0.01 g)置于培養瓶中(沉積物厚度約為2.0 cm)，加入300 mL相應的水樣(水層厚度約為6.0 cm)，總共58份。其中，一半數量的培養瓶中通入空氣(好氧試驗)，另一半數量的培養瓶中通入氮氣(厭氧試驗)，預培養15 d。

1.6.2 水-沉積物系統中的好氧降解試驗

預培養結束后，在通入空氣的湖泊水-沉積物、河流水-沉積物系統培養瓶水相中分別加入1 000 mg·L-1氨唑草酮儲備液0.8、0.6 mL，用玻璃棒輕輕攪勻水體，使水相中氨唑草酮的理論質量濃度為2.00 mg·L-1。加藥后的培養瓶中繼續通入充足空氣，在(25±2)℃、黑暗條件下進行培養。湖泊水-沉積物系統于加藥培養后的0、1、3、7、10、20、35、50、60、70、80、90、100 d分別取出2個培養瓶(即2個平行樣品)；河流水-沉積物系統于加藥培養后的0、1、3、7、10、20、35、60、70、80、90、100 d分別取出2個培養瓶(即2個平行樣品)。取樣后將上層的水緩慢倒出，分別測定水相和沉積物相中氨唑草酮的含量。另設不加氨唑草酮的空白對照。

1.6.3 水-沉積物系統中的厭氧降解試驗

培養期間向培養瓶中通入氮氣以保持厭氧環境，其他同前述水-沉積物系統中的好氧降解試驗。

1.7 樣品中氨唑草酮的提取

1.7.1 水樣中氨唑草酮提取

移取水樣品5 mL于10 mL容量瓶中，用色譜純甲醇定容，取1 mL過0.22 μm濾膜，待檢測。若樣品中氨唑草酮濃度較高，則用1∶1甲醇水溶液稀釋后再過膜、檢測。

1.7.2 培養皿中氨唑草酮提取

將培養皿上的氨唑草酮用50 mL甲醇分3次淋洗，全部轉移至100 mL容量瓶中，用蒸餾水定容，過0.22 μm濾膜，待檢測。

1.7.3 吸收液中氨唑草酮提取

收集3根吸收管中的乙腈，用少量乙腈多次潤洗吸收管并與吸收液合并，于40 ℃水浴濃縮干，用5 mL甲醇溶解后全部轉移至10 mL容量瓶中，用蒸餾水定容，過0.22 μm濾膜，待檢測。

1.7.4 土壤中氨唑草酮提取

將全部土壤樣品置于150 mL三角瓶中，加入30 mL蒸餾水和50 mL分析純甲醇，蓋上蓋子后振蕩提取30 min，然后抽濾，隨后用蒸餾水定容至100 mL，取1 mL過0.22 μm濾膜，待測。

1.7.5 沉積物中氨唑草酮提取

稱取沉積物20 g(精確至0.01 g)于150 mL三角瓶中，加入蒸餾水20 mL，再加入50 mL分析純甲醇，蓋上蓋子后振蕩提取30 min，抽濾，隨后用蒸餾水定容至100 mL，取1 mL過0.22 μm濾膜，待測。

1.8 樣品中氨唑草酮的測定

1.8.1 液相條件

色譜柱為Waters XTerra C18柱(100 mm×2.1 mm，1.7 μm)；流動相為0.02%甲酸-2 mmol·L-1醋酸銨水溶液(A)和乙腈(B)，等度洗脫(流動相A、B的體積比為60∶40)；流速0.2 mL·min-1，柱溫40 ℃，進樣體積2 μL，運行時間5 min。

1.8.2 質譜條件

電離方式為ESI+(電噴霧離子化)，采用MRM(多反應監測)；接口(Interface)電壓4.0 kV，霧化氣流速3.0 L·min-1，干燥氣流速10.0 mL·min-1，加熱氣流速10.0 L·min-1，Interface溫度300 ℃，DL(脫溶劑管)溫度250 ℃，Heat Block(加熱塊)溫度400 ℃，碰撞電壓為-9 eV(碰撞氣為Ar)；定性/定量離子對為242.20/55.15、242.20/143.10。

1.8.3 分析方法驗證

當水中氨唑草酮添加水平為0.010 1～2.02 mg·L-1時，平均回收率為96%～101%，相對標準偏差(RSD)為0.74%～0.89%；當土壤中氨唑草酮添加水平為0.101～5.05 mg·kg-1時，平均回收率為91%～95%，RSD為0.77%～3.1%；當沉積物中氨唑草酮添加水平為0.101～5.05 mg·kg-1時，平均回收率為87%～94%，RSD為0.95%～1.5%。氨唑草酮在水中的最低檢出質量濃度為0.020 2 mg·L-1，在土壤和沉積物中的最低檢出質量濃度為0.050 5 mg·kg-1。檢測方法的準確度、精密度均滿足農藥殘留分析要求。

2 結果與分析

2.1 氨唑草酮的水解

水解是農藥在自然環境中主要的降解方式之一。研究氨唑草酮的水解行為，有助于了解其在自然環境中的遷移、轉化和最終歸宿。預試驗結果(表2)顯示，97%氨唑草酮原藥在pH值分別為4、7、9的緩沖溶液中的初始質量濃度分別為3.08、3.12、3.12 mg·L-1，50 ℃條件下培養5 d后，質量濃度分別為3.08、3.04、0.145 mg·L-1，水解率分別為0、2.6%和95%。

預試驗結果表明，97%氨唑草酮原藥在pH值4和7的緩沖溶液中水解率低于10%，由此認為其具有化學穩定性(25 ℃時半衰期長于365 d)，根據《準則》，無須繼續這2種條件下的正式試驗。在pH值為9的緩沖溶液中，97%氨唑草酮原藥的水解率>10%，因此使用pH值為9的緩沖液開展正式試驗。如圖2所示，25 ℃條件下，氨唑草酮在pH值為9的緩沖液中的初始質量濃度為3.04 mg·L-1，經擬合，其降解動力學方程為Ct=2.973 4e-0.007 7t(R2=0.990 0)，經測算，水解半衰期為90.0 d。

氨唑草酮在25 ℃條件下，在pH值為4和7的緩沖液中，水解半衰期長于365 d，而在pH值為9的緩沖液中，水解半衰期為90.0 d。按我國農藥水解特性等級劃分標準，水解半衰期在30～90 d屬中等水解農藥，水解半衰期長于180 d屬難水解農藥，據此判定氨唑草酮屬難水解至中等水解農藥。

2.2 氨唑草酮的揮發性

農藥的揮發性直接影響其在環境中的分配、持留與歸趨。通常，揮發性大的農藥對環境的影響范圍較大。如表3所示，不同介質中的揮發性試驗結果表明，氨唑草酮在吸收液中均未檢出，即揮發量均低于0.101 μg。氨唑草酮在空氣、水、土壤中的揮發率分別為<0.051 8%、<0.056 1%、<0.028 2%，表明氨唑草酮在空氣、水和土壤中較難揮發。按我國農藥揮發性等級劃分標準，揮發率≤1%屬于難揮發農藥，據此認定氨唑草酮屬于難揮發農藥。

表2 氨唑草酮水解預試驗結果

Table2Hydrolysis of amicarbazone in preliminary test

t/d氨唑草酮質量濃度Concentration of amicarbazone/(mg·L-1)pH=4pH=7pH=903.083.123.1253.083.040.145

圖2 氨唑草酮在pH值為9的緩沖液中的水解曲線(25 ℃)Fig.2 Hydrolysis of amicarbazone in buffer solution of pH=9 (25 ℃)

氨唑草酮在潮土中的揮發性試驗回收率為86.0%，低于其在空氣、水中的揮發性試驗回收率。原因可能是，供試潮土偏堿性，氨唑草酮在其中的降解較快，因而回收率較低。張春榮等[9]研究異惡唑草酮在土壤中的揮發性時也觀察到類似現象。水解試驗結果也表明氨唑草酮在堿性條件下降解更快。

2.3 氨唑草酮在水-沉積物系統中的降解特性

農藥進入環境后通常會在大氣、水、土壤三相之間遷移，環境因素和水土理化性質對農藥的環境行為有著重要影響。水-沉積物系統降解是農藥在環境中消解的重要途徑之一，是評價農藥對水生生態影響的重要指標。本試驗選擇在南方地區具有代表性的湖泊水-沉積物系統與河流水-沉積物系統，分別在好氧與厭氧條件下，研究氨唑草酮在水-沉積物系統中的降解作用，為評價該農藥對水體安全性的影響提供基礎數據。

表3 氨唑草酮在不同介質中的揮發性試驗結果

Table3Results of volatile test for amicarbazone in different media

介質Media添加量Additionamount/μg殘留量Residuesamount/μg揮發量Valatilizationamount/μg揮發率Valatilization rate/%對照中殘留量Residues amountin control/μg回收率Recoveryrate/%空氣 Air195197<0.101<0.051 8193101水 Water180194<0.101<0.056 1170108潮土Fluvo-aquic soil358308<0.101<0.028 231086.0

2.3.1 好氧與厭氧條件下的水-沉積物降解作用

氨唑草酮在水-沉積物系統水相中的降解結果如圖3所示。好氧條件下，氨唑草酮在西湖水和運河水中的半衰期分別為120 d和315 d；厭氧條件下，氨唑草酮在西湖水和運河水中的半衰期分別為110 d和433 d。以上結果表明，氨唑草酮在水-沉積物系統水相中好氧條件和厭氧條件下的降解速率差別不大，在西湖水中的降解明顯快于在京杭大運河水中的強解。

圖3 氨唑草酮在水-沉積物系統水相中的降解曲線Fig.3 Degradation of amicarbazone in water phase of water-sediment system

氨唑草酮在水-沉積物系統中的降解結果如圖4所示。好氧條件下，氨唑草酮在湖泊水-沉積物系統和河流水-沉積物系統中的半衰期分別為408 d和630 d，試驗至100 d時其降解率分別為14.1%和9.83%；厭氧條件下，氨唑草酮在湖泊水-沉積物系統和河流水-沉積物系統中的半衰期分別為248 d和990 d，試驗至100 d時其降解率分別為20.3%和7.93%。以上結果表明，氨唑草酮在水-沉積物系統中的降解速率與水-沉積物系統類型有較大關系，在西湖水-沉積物系統中的降解更快。李璇等[7]研究表明，氨唑草酮在有機質含量、黏粒含量高的土壤中降解更快。本研究中，西湖沉積物的有機質、黏粒含量均高于運河沉積物，這可能有助于解釋氨唑草酮在湖泊水-沉積物系統中降解更快的現象。本試驗選擇了在南方地區具有代表性的湖泊水-沉積物系統和河流水-沉積物系統在好氧與厭氧條件下進行試驗，結果顯示，氨唑草酮在其中的半衰期都較長，說明氨唑草酮進入水體后較難降解。

圖4 氨唑草酮在水-沉積物系統中的降解Fig.4 Degradation of amicarbazone in water-sediment system

2.3.2 氨唑草酮在水-沉積物系統中的分布趨勢

水-沉積物系統可成為污染物的匯集地。農藥可通過廢水排放、大氣沉降、雨水淋溶、沖刷等方式進入水體，轉移、蓄積到沉積物中，而后又釋放進入水相中再次污染水體。因此，有必要研究氨唑草酮在水-沉積物系統沉積物相中的蓄積情況。本試驗測定了氨唑草酮在沉積物相中質量濃度隨時間的變化。如圖5所示，在好氧與厭氧條件下，湖泊水-沉積物系統和河流水-沉積物系統中的氨唑草酮均可較快地由水相向沉積物相轉移、富集，大約在35 d時達到高值，之后一直到100 d試驗結束時，氨唑草酮在沉積物中的含量基本未下降，即基本不降解或蓄積在沉積物中不轉移。同時，試驗結果表明，氨唑草酮在西湖沉積積物或運河沉積物中的蓄積量與好氧、厭氧條件無關，且西湖沉積物更容易吸附、富集氨唑草酮。氨唑草酮在西湖沉積物中的含量約為運河沉積物中含量的3倍，西湖沉積物中的有機質含量也明顯高于運河沉積物，由此推測，氨唑草酮的富集量可能與沉積物中的有機質含量呈正相關。李璇等[7]和張春榮等[9]的研究均表明，土壤有機質含量較高的土壤更易吸附農藥。因此，無論是在好氧還是在厭氧條件下，氨唑草酮在湖泊水中的降解都明顯快于在河流-沉積物系統中，其原因可能就是西湖沉積物更容易吸附、富集氨唑草酮，使得其中的氨唑草酮能較快地由水相轉移至沉積物相中。

圖5 氨唑草酮在沉積物中的蓄積Fig.5 Accumulation of amicarbazone in sediments

3 結論

本研究表明，氨唑草酮在25 ℃時，在pH值為4或7的緩沖液中，水解半衰期均長于365 d，在pH值為9的緩沖液中水解半衰期為90.0 d，屬于難水解至中等水解農藥。在20～25 ℃、氣體流速500 mL·min-1的條件下，氨唑草酮在空氣、水和土壤中的揮發率均小于1%，屬于難揮發農藥。氨唑草酮在湖泊(杭州西湖)水-沉積物系統和河流(京杭大運河)水-沉積物系統中的降解符合一級動力學方程，好氧降解半衰期分別為408 d和630 d，厭氧降解半衰期分別為248 d和990 d，在水-沉積物系統中屬于難降解農藥。綜上所述，氨唑草酮在不同溫度和不同pH值緩沖溶液中較難水解，在空氣、水和土壤中難揮發，在水-沉積物系統中難降解，其施用對周圍環境和地下水有一定的潛在風險。