引用本文
张晗雪, 陈敏, 王伟, 李忠, 叶庆富. .14C-环氧虫啶光学异构体在不同土壤中的矿化、结合残留及其在腐殖质中的分布 [J].核农学报, 2016,30(1): 145-153
ZHANG Hanxue, CHEN Min, WANG Wei, LI Zhong, YE Qingfu. .Diastereoselective Mineralization and Bound Residue Formation of 14C-cycloxaprid and Its Distribution in Humus in Aerobic and Flooded Paddy Soils [J].Journal of Nuclear Agricul Tural Sciences,2016,30(1): 145-153  
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14C-环氧虫啶光学异构体在不同土壤中的矿化、结合残留及其在腐殖质中的分布
张晗雪1, 陈敏1, 王伟1, 李忠2, 叶庆富1
1浙江大学原子核农业科学研究所/农业部核农学重点实验室,浙江 杭州 310029
2华东理工大学药学院,上海 200237
通讯作者:叶庆富,男,教授,主要从事核技术农业应用、环境生物物理学、农药作用机理与环境行为研究。E-mail: qfye@zju.edu.cn

作者简介:张晗雪,女,主要从事环境生物物理学、核技术农业应用研究。E-mail: hanxue_zhang@163.com

收稿日期:2014-12-12 接受日期:2015-02-03 网络出版日期:2016-01-27
基金:农业部公益性行业科研专项(201103007),国家自然科学基金青年项目(21207113),浙江大学基本科研业务费专项资金(2014FZA6016)
摘要

环氧虫啶是我国自主创制的手性新烟碱类杀虫剂,从对映体层面研究其环境行为和归趋对科学使用手性农药及其风险评估有着重要意义。本文采用14C标记技术,研究了环氧虫啶2个对映异构体(1S2R-环氧虫啶,1R2S-环氧虫啶)和外消旋混合物(RM)在酸性红砂土S1、中性黄松土S2及碱性滨海盐土S3好氧和淹水培养中的矿化、结合残留形成及其在腐殖质中的分布规律。结果表明:土壤施药后培养100 d,环氧虫啶的异构体在3种土壤2种培养方式中的矿化、结合残留形成及在腐殖质中的分布均无明显差异;环氧虫啶在好氧和淹水培养的3种土壤中矿化量均有显著差异,在好氧的S1中矿化量最低(占引入量的0.21%~0.23%),S3中矿化量最高(占引入量的16.45%~17.06%),淹水的3种土壤中矿化均小于1%;环氧虫啶在好氧和淹水的S2和S3中结合残留量有显著差异,在S1中结合残留量差异不显著且残留量最小(56.84%~64.38%),好氧的S2中结合残留量最大(占引入量的79.55%~82.99%),淹水的S3中结合残留量最大(占引入量的73.85%~84.11%);环氧虫啶2种光学异构体和外消旋混合物在3种土壤2种培养方式下,结合残留在土壤腐殖质中的分布均呈现富啡酸>胡敏素>胡敏酸的规律。因此,手性杀虫剂环氧虫啶在土壤中的行为归趋不存在对映体选择性。

关键词: 14C-环氧虫啶; 手性; 矿化; 结合残留; 腐殖质; 新烟碱杀虫剂
文章编号:1000-8551(2016)01-0145-09 doi:10.11869/j.issn.100-8551.2016.01.0145
Diastereoselective Mineralization and Bound Residue Formation of 14C-cycloxaprid and Its Distribution in Humus in Aerobic and Flooded Paddy Soils
ZHANG Hanxue1, CHEN Min1, WANG Wei1, LI Zhong2, YE Qingfu1
1 Key Laboratory of Nuclear-agricultural Sciences, Ministry of Agricultural/Institute of Nuclear-agricultural Sciences, Zhejiang University, Hangzhou, Zhejiang 310029
2College of Pharmacy, East China University of Science and Technology, Shanghai 200237
Abstract

Cycloxaprid, a novel neonicotinoid insecticide developed independently in China, has two optical stereoisomers, 1 S2 R-cycloxaprid and 1 R2 S-cycloxaprid. The environmental behavior and fate of chiral pesticides in antipode level had great significance to the scientific use and risk assessment of cycloxaprid. The stereoisomer-specific mineralization and bound residue (BR) of cycloxaprid in aerobic soils and flooded paddy soils were studied using14C-isotope tracing, respectively in this study. The results were as follows: No significant difference was observed between the two optical isomers for the mineralization, BR and its distribution in humus at 100 days after the application. Significant difference in the mineralization of the stereoisomers was observed between aerobic and anoxic condition in soils ( p<0 .05). Under aerobic condition, and the mineralization of cycloxaprid in S1 was the lowest (0.21% to 0.23% of the applied amount), and the highest in S3 (16.45% to 17.06% of the applied). Under anoxic condition, the mineralization of cycloxaprid was less than 1% in all tested soils. Significant difference in the BR of cycloxaprid was observed between aerobic and anoxic conditions in S2 and S3 ( p<0 .05), while no significant difference was found in S1. The BR in S1 was the lowest under both aerobic and anoxic conditions (56.84% to 64.38% of the applied amount), while the highest in aerobic S2 (79.55% to 82.99% of the applied amount) and in anoxic S3 (73.85% to 84.11% the applied amount), respectively. Bound residue of14C-cycloxaprid distributed in humus showed a tendency of fulvic acid>humin>humic acid in three soils under both aerobic condition and anoxic condition. The results indicated that no significant selectivity difference has been found in the environmental behavior and fate of chiral insecticide, cycloxaprid in soil.

Keyword: 14C-cycloxaprid; chiral; mineralization; bound residue; humus; neonicotinoid insecticide

新烟碱类杀虫剂作用机制新颖, 具有对非靶标生物毒性低、杀虫谱广、良好内吸传导性等突出优点, 一度作为环境友好型杀虫剂取代了毒性高或者选择性差的有机磷、拟除虫菊酯和氨基甲酸酯类农药, 广泛应用于农业害虫防治、动物健康保护和卫生害虫防治等领域[1- 2]。吡虫啉(imidacloprid)是第一个商业化开发的新烟碱类杀虫剂, 也是目前世界上销售量最大的杀虫剂品种之一[3]。尽管新烟碱类杀虫剂已被广泛使用了几十年, 但对其环境行为的研究却依然相当匮乏。近年来, 在对蜜蜂等传粉生物毒性的研究中发现了使用烟碱类杀虫剂所造成的危害。如Whitehorn等[4], Henry等[5]发现吡虫啉对野生熊蜂种群有负面作用, 因此该杀虫剂在欧洲暂停使用。环氧虫啶(cycloxaprid), 化学名为9-[(6-氯吡啶-3-基)甲基]-4-硝基-8-氧杂-10, 11-二氢咪唑并[2, 3-a]双环[3, 2, 1]辛-3-烯, 是我国自主研制的一种新烟碱类杀虫剂, 室内活性和田间药效测试结果均表现出对半翅目害虫的高活性, 交互抗性研究表明其对吡虫啉抗性褐飞虱和B-型烟粉虱同样表现出高效性, 有望作为吡虫啉的替代品被广泛使用[6]。因此, 为预测环氧虫啶的环境风险并防止在今后大面积施用时造成不良后果, 研究其环境行为非常重要。

由于氧桥的存在, 环氧虫啶含有2个手性中心, 2个对映异构体。手性化合物的研究与开发是当前研究的热点之一, 不同的对映体在理化性质、生物活性、代谢及毒性等方面存在显著差异。前人研究表明, 许多手性农药在环境残留和生物转化上均存在立体选择性差异, 仅从外消旋体的研究很难准确反映对映体的真实环境行为, 从而造成对其环境风险的评价过高或过低[7, 8, 9, 10, 11, 12], 因此, 很有必要将其作为不同化合物进行区别研究。前期研究表明, 与环氧虫啶结构类似的新烟碱杀虫剂哌虫啶在土壤中的行为表现出对映异构体选择性差异[13, 14, 15], 然而关于环氧虫啶在土壤中的结合残留和矿化等环境行为的研究, 尤其是对映体层面的研究尚未见报道。本试验采用14C同位素标记示踪技术, 在光学异构层面研究环氧虫啶2种对映异构体及外消旋混合物在不同土壤2种培养方式中的矿化、结合残留形成及其在腐殖质中的分布规律, 旨在为准确评价环氧虫啶的环境风险提供科学依据。

1 材料与方法
1.1 材料

1.1.1 标记化合物 14C-环氧虫啶由浙江大学和华东理工大学共同合成[16, 17, 18], 使用LC-20AB 制备型高效液相色谱仪(岛津公司, 日本)将其2个异构体1S2R-环氧虫啶(SR)和1R2S-环氧虫啶(RS)进行分离, 结构式和14C标记位点如图1所示。SR, RS和外消旋环氧虫啶(racemic mixture, RM)的化学纯度和放射化学纯度均> 98%, 比活度为2.55× 107 Bq· mmol-1。

图1 14C-环氧虫啶2个异构体的结构式Fig.1 Structure of14C- cycloxaprid isomers

1.1.2 土壤 选取3种不同类型的土壤进行试验, 分别为:浙江省龙游的红砂土(S1)、浙江省杭州的黄松土(S2)及浙江省慈溪的滨海盐土(S3), 均选取未曾使用过环氧虫啶的稻田表层土(0~15 cm), 其主要理化性质见表1。将土壤风干后去除砂砾和植物残体, 碾碎混匀并过1mm筛, 避光储存备用。

表1 供试土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical property of soils tested

1.1.3 试剂 2, 5-二苯基恶唑(PPO)、1, 4-双[2-(5-苯基恶唑)](POPOP)为闪烁纯, 其他试剂均为分析纯。闪烁液A配方:7 g PPO和0.5 g POPOP溶于650 mL二甲苯和350 mL乙二醇乙醚中; 闪烁液B配方:7 g PPO和0.5 g POPOP溶于175 mL乙醇胺、225 mL乙二醇乙醚和600 mL二甲苯中。

1.2 仪器与设备

PQX2450B230H型培养箱(宁波莱福科技有限公司), HZ-9211K型摇床(太仓华利达实验室设备公司), Eppendorf 5804 R型高速离心机(Eppendorf公司, 德国), Tri-Carb 2910 TR型液体闪烁测量仪(PerkinElmer公司, 美国), Quatalus-1220型超低本底液体闪烁测量仪(PerkinElmer公司, 美国), OX-501型生物氧化燃烧仪(Harvey公司, 美国), Delta-640s型 pH计(Mettler Toledo公司, 美国)等。

1.3 方法

1.3.1 好氧培养 14C-环氧虫啶在3种不同土壤中好氧培养的试验方案按照OECD307指导方针设计[19]。分别调节3种土壤的含水量至30%田间最大持水量(WHC, water-holding capacity), 在培养箱中避光预培养7 d, 使土壤中的微生物复苏。将3种14C-环氧虫啶(SR, RS, RM)溶于含0.2%乙腈的超纯水中, 配成浓度为5 mg· mL-1的母液, 并在每份50 g(风干重)不同土壤中分别加入1 mL母液, 充分混合后置于通风橱。待乙腈挥发后分别与对应种类的450 g(风干重)土壤充分混合, 调节含水量至60%WHC。每个异构体设置3个重复。土壤中初始环氧虫啶浓度为10 mg· kg-1(风干重), 放射性浓度为833.33 Bq· g-1(风干重)。将每份土壤转移至1 L棕色广口瓶中, 广口瓶前串联2个100 mL锥形瓶, 依次装有30 mL 5.0 M NaOH溶液用于去除空气中本身存在的CO2和30mL超纯水用于润湿空气; 广口瓶后串联3个100 mL锥形瓶, 依次装有30 mL 乙二醇和1.0 M H2SO4吸收挥发性有机物以及2个30 mL 0.2 M NaOH溶液用于吸收环氧虫啶开环矿化产生的14C- CO2。将装置置于25± 1 ℃的培养箱中避光培养, 空气泵每天通气5 min, 并及时补充由于挥发损失的水分。定期更换锥形瓶中的吸收液, 并用LSC法(液体闪烁测量法)测其放射性活度, 其中乙二醇和H2SO4溶液需调pH至中性后进行测试。

1.3.2 淹水培养 为了模拟稻田淹水胁迫条件, 14C-环氧虫啶在3种不同土壤中淹水培养的试验方案按照OECD 307指导方针设计并改良[19]。土壤复苏、14C-环氧虫啶引入的方法和浓度与好氧培养相同, 并将每10.00 g(干重)土壤转移至1个样品瓶, 加超纯水至WHC, 静置。待吸附充分后, 加超纯水溶液至总水量为15 mL, 上层淹水约2 cm。将每组样品瓶放入干燥器中, 设置1个样品组, 并在干燥器后串联3个100 mL锥形瓶, 依次装有30 mL 乙二醇和1.0 M H2SO4以吸收挥发性有机物, 以及2个30 mL 0.2 M NaOH溶液用于吸收环氧虫啶开环矿化产生的14C- CO2。干燥器内放置30 mL 的小烧杯, 内置15 mL超纯水, 以保持内部湿润环境。进气端定期通入N2, 并在培养过程中补充水分维持体积不变, 保持淹水环境。定期更换锥形瓶中的吸收液, 并测其放射性活度, 方法与好氧培养相同。

1.3.3 土壤提取及结合残留(14C-BR)的总量测定 在培养的第100天时, 每个平行分别取10.00 g(风干重)培养土于100mL离心管中, 采用 Mordaunt 等[20]的四步连续振荡提取法:分别用0.01 M CaCl2、乙腈∶ 水=9∶ 1(v/v)、甲醇和二氯甲烷各 30 mL依次提取, 每步重复2次, 手动搅拌均匀后于摇床上充分振荡2 h, 5 000 r· min-1离心10 min并取上层清液, 将同种提取液合并后测其放射性活度, 相加即为可提态残留总量, 记为AER。四步提取后的沉淀物于通风橱内风干, 搅拌均匀, 称取1.00 g于生物氧化燃烧仪中燃烧, 用闪烁液B 吸收结合残留转化生成的14CO2。经燃烧回收率校正和质量换算后得结合残留总量, 记为ABR。

对于淹水培养的样品, 从干燥器中取出相应的玻璃瓶, 放置于超低温冰箱充分冷冻后, 将冰冻状态下的培养土转移至100 mL 离心管中。待充分解冻后, 4 000 r· min-1离心10 min, 取上清液并测其放射性活度记为 E0。沉淀物如前述方法继续进行四步提取, 可提态残留总量为4种提取液放射性活度与E0的总和。

1.3.4 土壤腐殖质的分级及各组分中14C-BR的测定 称取5.00 g经四步提取后风干的含有BR的土渣, 采用改良的丘林法[21]进行腐殖质(富啡酸、胡敏酸和胡敏素)分级。加入0.1 M NaOH+0.1 M Na4P2O7混合溶液, 充分混匀后振荡30min, 连续3次, 5 000 r· min-1离心10 min后合并上清液(含富啡酸和胡敏酸), 定容至100 mL。取2 mL测放射性活度, 换算得到总活度, 记为AHA+FA。调节上清液pH值至1~1.5, 80 ℃水浴过夜后过滤, 滤渣为胡敏酸, 滤液为富啡酸。调节滤液pH值至6.5~7.5, 定容至100 mL。取2 mL测放射性活度, 换算得到总活度, 记为AFA。胡敏素的放射性活度AHumin=ABR-AHA+FA, 胡敏酸的放射性活度AHA=AHA+FA-AFA。

1.4 数据统计分析

本试验数据采用 Origin 8.0 和SAS 9.1 统计软件分析处理。

2 结果与分析
2.1 质量平衡

质量平衡代表了整个培养试验与测量的可重复性和准确性。由于在培养过程中, 除了NaOH外的吸收液检测出的放射性活度接近本底, 因此以引入的放射性活度折算, 回收率r=(A矿化+AER+ABR)/A× 100%。培养100 d后3种14C环氧虫啶(SR, RS, RM)在3种土壤2种培养方式的回收率在91.13%~106.39%之间(表2)。良好的回收率说明整个培养试验满足质量平衡的要求, 确保了其他相关结果的可信度。

表2 质量平衡 Table 2 Material mass balance
2.2 14C-环氧虫啶对映体及消旋体在不同土壤中的矿化

2种条件培养100 d时, 环氧虫啶(SR, RS, RM)在3种土壤的开环矿化量见表3。从对映体层面分析, 在好氧和淹水培养条件下3种土壤中, SR, RS和RM的矿化量均未表现出显著差异, 说明环氧虫啶在3种供试土壤中开环矿化均不存在手性选择性。从不同土壤类型分析, 在好氧培养中不同土壤中的矿化量存在差异, 呈现S3> S2> S1的规律。S3中的RS矿化量最大(达到引入量的17.06%), S1中的RM矿化量最小(仅为引入量的0.21%), 即环氧虫啶好氧培养时在碱性土壤中最易矿化, 在酸性土壤中最难。其中, 环氧虫啶对映体及消旋体在S2的矿化量(6.69%~7.31%)以及在S3的矿化量(16.45%~17.06%)均达到欧盟的相关要求(> 引入量的5%)。

表3 不同土壤培养100d 矿化形成14C-CO2占引入量的百分比 Table 3 The mineralized14C-CO2 accounts for the percentage of applied amount in soils after 100d of incubation

在淹水培养中, 矿化量总体小于1%, 在不同土壤中的矿化量同样存在差异, 呈现S2> S3> S1的规律。其中S2中的SR矿化量最大, 仅为引入量的0.39%, S1中矿化量最小, 仅为引入量的0.03%。即环氧虫啶淹水培养时在中性土中最易矿化, 在酸性土壤中最难。

从培养方式角度来看, 环氧虫啶在好氧培养和淹水培养条件下3种土壤中的矿化量均存在显著差异。前者的矿化量明显高于后者, 尤其是在碱性土中, 好氧培养产生的矿化量是淹水培养的100倍以上。由于受淹水胁迫的影响, 好氧培养中的微生物含量更多, 因此环氧虫啶可以通过生物降解和化学降解2种作用产生CO2, 而在淹水培养中, 生物降解受到抑制, 因此抑制了CO2的产生。

2.3 14C-环氧虫啶对映体及消旋体在不同土壤中的结合残留

2种条件培养100 d时, 环氧虫啶SR, RS, RM在3种土壤形成的结合残留量见表4。从对映体层面分析, 与矿化情况相同, 在好氧和淹水培养条件下3种土壤中, SR, RS和RM的结合残留量均未表现出显著差异, 说明环氧虫啶在3种供试土壤中形成结合残留均不存在手性差异。从不同土壤类型分析, 在好氧条件下不同土壤中的结合残留量存在显著差异, 呈现S2> S3> S1的规律。S2中的SR结合残留量最高(达到引入量的82.99%), S1中的RS结合残留量最小(占引入量的56.84%), 即环氧虫啶好氧培养时在中性富含有机质的土壤中最易形成结合残留, 在酸性贫瘠的土壤中最难。

表4 不同土壤培养100d 形成14C-BR占引入量的百分比 Table 4 The formation of14C-BR accounts for the percentage of applied amount in soils after 100d of incubation

在淹水条件下不同土壤中的结合残留量也存在显著差异, 呈现S3> S2> S1的规律。S3中的RS结合残留量最大(达到引入量的84.11%), S1中矿化量最小(占引入量的57.09%), 即环氧虫啶淹水培养时在碱性土中最易形成结合残留, 在酸性土壤中最难。其中, 环氧虫啶对映体及消旋体在好氧的S1、S3和淹水的S1中培养100 d时形成结合残留的量(56.84%~61.22%、66.60%~68.90%、57.09%~64.38%)均达到欧盟的相关要求(< 引入量的70%)。

培养方式结果表明, 环氧虫啶在好氧培养和淹水培养条件下3种土壤中的结合残留量均存在显著差异。结合残留的形成与土壤性质和微生物含量有关, 一般来说高的有机质和微生物含量会促进结合残留的形成。对于S1, 由于其有机质和微生物含量均低, 好氧培养形成的结合残留量与淹水培养形成的结合残留量无显著区别。对于S2, 好氧培养形成的结合残留量略高于淹水培养形成的结合残留量。对于S3, 由于好氧培养产生的矿化量非常大, 形成的结合残留占总引入量的值低于淹水培养。但是, 如果分别求其结合残留量与可提态残留量的比值(即BR∶ ER), 好氧培养为4.46~7.45, 淹水培养为3.17~4.28, 故开环矿化以外的14C-环氧虫啶在好氧培养条件下更倾向形成结合残留。

2.4 14C-环氧虫啶对映体及消旋体在不同土壤中的结合残留在腐殖质中的分布特性

2种条件培养100 d时, 环氧虫啶(SR, RS, RM)形成的结合残留在3种土壤的腐殖质中分布情况如图2所示。对映体层面分析表明, 环氧虫啶在不同培养中腐殖质的分布情况同样无显著差异, 再次证实环氧虫啶与腐殖质组分(富啡酸, 胡敏酸和胡敏素)形成结合残留时并无手性差异。不同土壤层面分析表明, 在好氧和厌氧条件下, 腐殖质的分布均呈现富啡酸> 胡敏素> 胡敏酸的规律, 说明环氧虫啶在与土壤腐殖质形成结合残留的过程中, 富啡酸起主要作用, 胡敏酸作用最小。富啡酸和胡敏素表面带有大量的芳环、羧基、羰基和羟基等, 且富含负电荷, 可能与14C-环氧虫啶和/或其降解物形成疏水作用、偶极作用、离子交换作用以及氢键等。因此, 14C-环氧虫啶和/或降解物易与富啡酸和胡敏素结合, 形成常规方法难以提取的结合残留。

图2 培养100d后14C-BR在不同土壤中富啡酸、胡敏素和胡敏酸的分布(占引入量的百分比)Fig.2 The distribution of14C-BR in the fulvic acid, humin and humic acid of soils after 100d of incubation (% of applied)

从不同培养方式角度分析, 好氧培养和淹水培养条件下结合残留在腐殖质不同组分中的分布规律基本相同, 符合富啡酸> 胡敏素> 胡敏酸的规律。如SR在S1中, 好氧培养时结合残留在腐殖质中的分布为:富啡酸43.20%, 胡敏素13.36%, 胡敏素4.66%, 淹水培养时结合残留分布为:富啡酸46.18%, 胡敏素15.01%, 胡敏酸为3.19%。说明不同培养方式的改变未影响环氧虫啶结合残留在腐殖质各组分的分布规律, 并且微生物对腐殖质各组分与环氧虫啶母体及代谢产物结合能力的影响相对较小。

3 讨论
3.1 14C-环氧虫啶在土壤中行为无对映体选择性的机理探索

大量研究表明手性农药施加到自然界后, 对映体在环境中的代谢消解与归趋往往是不同的[22]。Ma等[23]发现异丙甲草胺在土壤中的降解存在对映体选择性; Buerge等[24]发现甲霜灵在土壤中的降解具有对映体选择性, 且这种降解与土壤的性质有关。然而, 本研究证实, 环氧虫啶的2个光学异构体SR和RS以及环氧虫啶的消旋体混合物RM, 在3种不同土壤经过2种不同方式培养100 d后, 其矿化和结合残留的形成均不具有显著性差异, 即环氧虫啶在环境中的归趋不具有对映体选择性。国内外相关研究也有相似的报道, 如Qi等[25]发现敌草胺在土壤降解中无手性差异, Liu等[26]研究了乙烯菌核利在5种土壤中的代谢, 只在1种土壤中呈现了手性差异。农药的矿化及结合残留的形成与其母体的降解规律密切相关, 环氧虫啶在土壤中的行为不存在手性差异可能与其氧桥不稳定有关。前人研究证实了这一现象, 如庄英滢等[27]对环氧虫啶光解和水解的研究发现, 环氧虫啶在水溶液中极不稳定, 其主要降解物为6-Cl-PMNI, 化学名2-氯-5-{2-(硝基亚甲基)咪唑啉-1-基]甲基}吡啶, 不具有手性特征。Liu等[28]进一步研究表明, 14C-环氧虫啶异构体在淹水土壤中母体通过氧桥断裂迅速降解, 产生了11个不具有手性的代谢降解产物。环氧虫啶母体不稳定且代谢/降解物不具有手性, 因此环氧虫啶和/或降解物与土壤基质形成的结合残留及其矿化不存在选择性行为。综上所述, 有关环氧虫啶环境行为的后续研究可以从消旋体层面进行。

3.2 14C-环氧虫啶在不同土壤及培养方式存在差异的原因

农药在土壤中矿化与结合残留的形成, 除取决于化合物的结构和化学性质外, 还与土壤的理化性质和环境条件及耕作方式等密切相关。不同的耕种方式对土壤的性质和微生物群落都会产生影响, 因此也影响农药在土壤中的归趋和代谢。与环氧虫啶结构类似并同样为手性农药的哌虫啶, 其差向异构体在土壤中的归趋表现明显的差异性, 并在不同培养方式的土壤中表现不同。Fu等[15]发现好氧培养100 d后, 14C-哌虫啶的4个异构体在黄松土中矿化为1.76%~6.10%, 结合残留量为12.01%~31.20%。Li等[13]发现淹水培养100 d后14C-哌虫啶的4个异构体在黄松土中矿化为0.90%~3.97%, 结合残留量为8.06%~25.68%。对于哌虫啶, 相比淹水培养, 好氧培养可以产生更高的矿化并形成更多的结合残留。同样的现象也出现于本试验中, 14C-环氧虫啶在黄松土好氧培养100 d后, 其矿化和结合残留量分别为6.69%~7.13%和79.55%~82.99%, 而淹水培养100 d后, 则相应为0.32%~0.39%和71.39%~78.77%。同种土壤好氧和淹水培养间的这种差异与后者缺氧胁迫导致土壤中微生物种类、含量、功能等发生变化有关。

大量研究表明, 不同类型土壤的理化性质影响农药矿化和结合残留的形成。有关吡虫啉的研究发现, 其结合残留随着土壤有机质含量的增加而增加[29]。本研究也发现, 14C-环氧虫啶在高有机质的黄松土中最倾向于形成结合残留, 在有机质最低的红砂土中形成结合残留最少。然而, 在淹水培养条件下有机质较低的碱性土中却形成了最高量的结合残留, 这种现象可能是土壤多种因子协同作用造成的, 与单因子的相关性并不显著。前期有关14C-甲磺隆[30]、14C-绿磺隆[31]、14C-丙酯草醚[32, 33]和14C-哌虫啶[13, 14, 15, 34]等农药的研究也出现了类似的现象。目前研究一般认为农药与土壤的结合可以被微生物逆转和释放, 并造成长期的潜在威胁[35], 然而也有研究认为结合残留的生物有效性有限, 可以作为一种解毒的途径[36]。鉴于环氧虫啶在好氧的中性和碱性土壤及淹水的中性土壤中的结合残留含量均超过了欧盟的规定限值(< 70%), 因此有关环氧虫啶结合残留的环境毒性及其生物有效性等还有待进一步证实。

4 结论

环氧虫啶的2个对映异构体SR, RS和外消旋混合物RM在3种不同土壤2种培养方式的开环矿化、结合残留及其在腐殖质中的分布均无手性选择性; 好氧培养100 d后, 环氧虫啶在红砂土和滨海盐土中结合残留小于70%, 在黄松土和滨海盐土的矿化大于5%; 淹水培养100 d后, 在红砂土中结合残留小于70%, 以上情况符合欧盟有关要求; 环氧虫啶的矿化在同种土壤不同培养条件下存在显著差异, 在不同土壤同种培养条件下也存在显著差异; 环氧虫啶的结合残留在同种土壤(除红松土S1外)不同培养条件下存在显著差异, 在不同土壤同种培养条件下也存在显著差异; 在好氧和淹水条件下不同土壤中环氧虫啶的结合残留在腐殖质中的分布均呈现富啡酸> 胡敏素> 胡敏酸的规律。研究成果可为环氧虫啶的环境安全风险决策提供依据, 同时为高效友好型农药的研创及施用提供科学依据, 确保环境安全, 降低健康风险, 推进绿色农业进程。

The authors have declared that no competing interests exist.

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