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编译：王艳林，编辑：谢衣、江舜尧。 原创微文，欢迎转发转载。 噁线硫醚是一种新开发的农药，用于控制植物蔬菜和生殖阶段中由微生物或根结线虫引起的疾病。迄今为止，人们对其环境行为及其残留在土壤中的命运知之甚少。为了研究其对农作物生产和食品安全的潜在环境风险，通过分析土壤中噁线硫醚的吸附，迁移浸出和降解代谢产物，研究了三种典型的中国农业土壤。黑龙江土壤（HLJS）含有最多的噁线硫醚，其次是南京土壤（NJS）和江西土壤（JXS）。土壤薄层色谱法和柱浸出试验显示，HLJS中的迁移较弱，JXS中的迁移率较高。在相同条件下，NJS中的噁线硫醚迅速降解，其次是HLJS和JXS。土壤中的噁线硫醚的不同降解能力主要与通过有机物含量，温度，土壤湿度和微生物的化学，物理和生物相互作用有关。半正态，正态和pareto效应图表明，温度，微生物和土壤水分主要影响噁线硫醚的降解。我们使用高分辨率液相色谱-四极杆-飞行时间质谱仪/质谱仪（HRLC-Q-TOF-MS / MS）进一步表征了在NJS中噁线硫醚的分解代谢产物。检测到噁线硫醚八种降解产物和三种缀合物，并且突出了可能的降解途径。这是第一份关于土壤中噁线硫醚多途径降解的报告，为评估作物生产和粮食安全的环境风险提供了基础数据。 论文ID 原名：Adsorption, mobility, biotic and abiotic metabolism and degradation of pesticide exianliumi in three types of farmland 译名：三种耕地中农药凶噁线硫醚的吸附，迁移，生物和非生物代谢及降解 期刊：Chemosphere IF：4.581 发表时间：2020. 09 通讯作者：杨红 通讯作者单位：南京农业大学 实验设计 实验结果 1噁线硫醚对土壤的吸附/解吸 1.1土壤：溶液比对噁线硫醚吸附的影响 在不同的土壤中，噁线硫醚的吸附率各不相同，HLJS的吸附率相对较高，其次是NJS，最后是JXS（表S3）。它取决于溶液-土壤比率，通常溶液-土壤比率较低吸附率较高（表S3）。例如，当土壤与溶液的比例为5：1时，JXS的吸附率超过20%。例如，当土壤与溶液的比例为5:1时，JXS的吸附率超过20%。这与以下观念一致：一旦农药在土壤中的吸附率超过20%，最好是超过50%，在振荡或搅动过程中就可以保持土壤悬浮液的稳定状态（OECD106，2000）。为此，选择5:1的固液比用于以下实验。 1.2噁线硫醚在土壤中的吸附动力学 随时间变化，噁线硫醚的吸附速率增加，但在三种土壤中的表现相似（图S1）。在固溶接触时间的第一阶段（0-1小时），噁线硫醚的保留迅速增加。2-8小时后，达到了较高且稳定的水平，这可能是由于农药在土壤的水溶液和固相之间缓慢扩散所致。在24小时内，溶液中噁线硫醚的浓度保持不变，表明固相和土壤溶液之间农药吸附的化学平衡。 1.3平衡状态下噁线硫醚的吸附/解吸 图1显示了三种测试土壤中噁线硫醚的吸附（图1A）和解吸（图1B）曲线。我们的研究表明，由于Freundlich的R2值大于Langmuir和Temkin模型，因此Freundlich方程比Langmuir和Temkin模型更好地描述了土壤中噁线硫醚的吸附行为（表S4）。Langmuir吸附等温线模型假定为单层吸附，并且每个单次吸附均对吸附剂位置进行均匀处理。Temkin吸附等温线模型假设结合能均匀分布，直到最大结合能。由于土壤是一个复杂的系统，因此Langmuir等温线模型和Temkin等温线模型都无法对土壤中的噁线硫醚的吸附和解吸给出令人满意的描述。相对而言，Freundlich等温线模型可以更好地描述异质表面上的物理吸附，通常用于解释农药在土壤中的吸附。Freundlich的吸附系数Kf-ads代表了农药对土壤的亲和力。较高的Kf-ads值意味着对噁线硫醚的吸附能力更强，表明农药在土壤中的流动性较低。NJS，HLJS和JXS中的Kf-ads值分别为13.54、131.6和2.02 mg1-n Ln kg-1（表1）。显然，HLJS具有较高的对噁线硫醚的吸附能力，而JXS具有较低的吸附能力。这可能与土壤中有机碳的含量有关，因为HLJS在这三个有机碳中含量最高。 吸附表面的异质性由1 / nf-ads的值表示。Freundlich等温模型假设物理吸附在异质表面上。土壤中的1 / nf-ads值在0.83-0.87（<1）的范围内，表明吸附曲线是非线性和凹形的（表1）。由于农药的极性基团，矿物界面和吸附性有机物之间的特殊相互作用，可能会发生非线性等温线。当吸附剂（例如土壤）的表面不均匀时，高能吸附点首先被占据，然后低能吸附点被占据。这表明有效的吸附位点的数量随着噁线硫醚浓度的增加而减少。 吸附系数（KOC）用于描述农药在土壤-水系统中的疏水性和迁移趋势。NJS，JXS和HLJS中的噁线硫醚的KOC值分别为636、375和2190 mg1-n Ln kg-1（表1）。根据KOC，噁线硫醚可以被分类为HLJS中的中等吸附化合物以及NJS和JXS中的次难吸附化合物。使用Conde-Cid等人（2019c）的模型可以建立农药噁线硫醚的吸附系数（KOC）与土壤理化性质之间的相关性。 吉布斯自由能变化（ΔG）是表达化合物在吸附剂上吸附机理的关键热力学参数。我们的结果表明ΔG值均为负值，表明在三种土壤中噁线硫醚的吸附在热力学上是自发的。当ΔG的绝对值在0和20 kJ mol-1之间时，吸附机理是物理的，这仅受范德华力的影响，表明这种吸附非常弱且可逆。在80至400 kJ mol-1之间，涉及化学吸附。由于三种土壤中噁线硫醚绝对值ΔG的绝对值为1.75–12.70 kJ mol-1（表1）且小于20 kJ mol-1，因此可以推断出噁线硫醚的吸附是物理性质的。 我们进一步使用了地下水污染指数（GUS）来衡量化学物质的浸出潜力，并评估污染物对地下水的危害。NJS，HLJS和JXS中的噁线硫醚的GUS值分别为0.614、0.490和1.593（表1），远低于1.8。通常，GUS高于2.8的农药被视为浸出剂，而GUS低于1.8的农药被视为非浸出剂。我们的结果表明，噁线硫醚在土壤中具有较低的浸出潜力。 图1.南京土壤（NJ），江西土壤（JX）和黑龙江土壤（HLJ）上噁线硫醚的Freundlich吸附（A）和解吸（B）等温线。在0.01 mol L-1氯化钙溶液中，噁线硫醚的初始浓度分别为0.1、0.2、0.5、1.0和2.0 mg L-1，土壤与溶液的比例为1:5。数据表示为平均值±SD（n = 3）。 表1.在南京（NJ），黑龙江（HLJ）和江西（JX）土壤中，噁线硫醚的Freundlich方程的吸附等温线常数和特征。吸附和解吸常数（Kf-ads，Kf-des），1 / nf-ads和1 / nf-des，测定系数（R2），归一化为有机碳的吸附系数（KOC），土壤吸附的吉布斯自由能（△G），地吸水污染指数（GUS）和迟滞指数（H）。 1.4噁线硫醚从土壤中解吸 解吸过程代表吸附在土壤中的部分农药释放到介质中。它是由通常用于描述解吸能力迟滞系数（H）标记。当H等于1时，它没有滞后现象。当H小于1时，这表示正滞后现象，因为该分子可抵抗从土壤中解吸。相反，如果H大于1，则表明解吸作用增强。实际上，如果0.7 <H <1.0，则很难定义迟滞。在这项研究中，我们发现噁线硫醚在HLJS（H = 1.27）和JXS（H = 1.30）中具有负滞后作用，而在NJS中由于H = 0.89（表1）没有滞后发生。显然，噁线硫醚很容易从HLJS和JXS上解吸。造成这种现象的原因可能是HLJS和JXS中的粘土含量相对较高（表S1），导致吸附的分子被困在有机碳基质和土壤团聚体的微孔中。根据负磁滞现象的另一种可能的解释，这有利于解吸过程和明显的迟滞现象，因为悬浮液的离心可以暂时导致较高的固液比，并且随着悬浮液中农药固体浓度的增加，吸附减少。 2土壤中噁线硫醚的转运 为了评估土壤中噁线硫醚的垂直浸出能力，测定了噁线硫醚的洗脱曲线和垂直分布。在土壤剖面中，HLJS和NJS中的噁线硫醚含量从上到下下降，在渗滤溶液中检测不到（图2和表S5）。相比之下，在渗滤溶液中可以检测到JXS土壤剖面中的噁线硫醚（图2A和B）。在JXS中，噁线硫醚的洗脱曲线略微不对称，尾巴相对延长（图2A）。洗脱曲线的不对称模式归因于农药和土壤之间的时间依赖性而引起的非平衡吸附。浸出能力的变化范围为HLJS＜NJS＜JXS，这与土壤中噁线硫醚的吸附常数顺序相反，证实了HLJS和NJS中噁线硫醚的吸附能力更强（图2C）。 为了证实这一调查结果，我们使用了土壤薄层色谱法进一步检查了土壤中外部噁线硫醚的横向迁移。土壤中噁线硫醚的移动程度不同，噁线硫醚主要位于JXS薄层的第二和第三部分，NJS的第一和第二部分以及HLJS的第一部分中（图2D）。JXS，NJS和HLJS中噁线硫醚的Rf值分别为0.393、0.145和0.086，这证实了JXS中噁线硫醚的迁移最快，而在HLJS中迁移最少。这很可能是由于这三种土壤的物理和化学性质不同，最终导致了相反的吸附作用。迁移顺序保持不变，就像土壤柱淋洗一样，证实了土壤中噁线硫醚的迁移行为。 图2.使用0.01 M CaCl2溶液在江西土壤（JX）的淋洗液中，噁线硫醚的洗脱（A）和累积曲线（B）。南京土壤（NJ），黑龙江土壤（HLJ）和江西土壤（JX）的柱（C）和板（D）中的噁线硫醚分布。数据表示为平均值±SD（n = 3）。D：在土壤部分中，“1”是下部，“6”是上部。 3土壤中的噁线硫醚的降解 3.1三种土壤中噁线硫醚的降解 采用一阶反应动力学描述了在黑暗中噁线硫醚的降解，测得的系数范围为0.9553-0.9954（表2）。在HLJS，NJS和JXS中，噁线硫醚的降解速率常数（k）为0.1250、0.2124和0.0529 d-1，半衰期（t1/2）分别为5.54、3.26和13.10 d（表2）。为了研究土壤有机物和微生物对噁线硫醚降解的影响，对土壤样品进行灭菌或去除有机物。在灭菌条件下，HLJS，NJS和JXS在土壤中的噁线硫醚降解半衰期分别为10.68、7.05和32.56 d，在去除有机物条件下，分别为8.16、6.03和22.48 d（表2）。显然，无论已灭菌或没有有机物，JXS的噁线硫醚降解都相对较慢（图3A–D）。土壤中噁线硫醚降解速率的差异可能归因于土壤的物理和化学性质。JXS作为一种红色壤土，比其他两种土壤具有最低的OM含量，因此导致噁线硫醚的吸附能力较低。因此，噁线硫醚在土壤溶液中的含量更高，并且具有更高的生物利用度。真菌，细菌和放线菌等土壤微生物可促进农药在土壤中的降解。无菌土壤中噁线硫醚的降解证实了这一点，其浓度远低于未消毒土壤中的浓度（图3B）。无菌HLJS，NJS和JXS中的噁线硫醚的半衰期分别是非无菌对照土壤中的半衰期的1.93、2.16和2.49倍。此外，土壤有机质为微生物提供了更多可利用的碳源，从而提高了微生物的活性。还发现在没有有机物的土壤中，噁线硫醚的降解比对照处理要慢（图3C）。HLJS，NJS和JXS中的噁线硫醚半衰期分别是对照的1.47倍，1.85倍和1.72倍。尽管去除有机物可能破坏土壤中的微生物群落，但是非常低的SOM含量会降低土壤中的噁线硫醚的吸附，从而导致土壤溶液中噁线硫醚的浓度增加以及降解的生物利用度。在不同条件下，三种土壤中噁线硫醚的半衰期依次为：灭菌＞无SOM＞对照。在不同条件下，三种土壤中噁线硫醚的半衰期依次为：灭菌>无SOM>对照。 我们通过Minitab主效应分析进一步检验了土壤微生物和有机物对土壤中噁线硫醚降解的影响，其中斜率越大意味着影响越大。结果表明，微生物对外部噁线硫醚的降解作用比有机物更有效（图4）。 表2. 在不同条件下，不同土壤中1.0 mg kg-1的噁线硫醚的降解动力学参数。k是一阶动力学常数（d-1）；R2是决定系数；t1/2是土壤中噁线硫醚降解的半衰期（d）。 图3. 在25±1℃和黑暗中60%的湿度下，在不同条件下不同土壤中的噁线硫醚的降解。在南京土壤（NJ），江西土壤（JX）和黑龙江土壤（HLJ）（A），消毒土壤（B）和无有机物质（OM）（C）中，1.0 mg kg-1的噁线硫醚的降解。这些线是一阶动力学方程的拟合。不同条件下不同土壤中噁线硫醚的半衰期（D）。数据表示为平均值±SD（n = 3）。 图4. 土壤微生物和有机质（SOM）对黑龙江土壤（A），江西土壤（B）和南京土壤（C）的土壤噁线硫醚降解的主要影响图。“-1”代表没有该因素的低水平。“1”代表此因素的高水平。 3.2 NJS在不同条件下对噁线硫醚的降解 为了进一步了解鹅肠菌的降解过程，我们以NJS为例，在温度，土壤湿度，灭菌/未灭菌和光照等多种条件下进行了降解研究。因氙气灯的辐射光谱接近自然阳光，而被选为测试光源。光辐射确实对噁线硫醚的降解起作用，因为土壤中噁线硫醚的降解率随着光强度的增加而增加。在500 W氙气灯下，观察到土壤中噁线硫醚的半衰期最短，而在黑暗中检测到最长的半衰期（图5A；表3）。当农药进入土壤介质时，它们会经历直接或间接的光解。直接光解是吸收光能产生激发态后农药分子的转化反应。光照下噁线硫醚的降解很可能是直接光解。 土壤中噁线硫醚的降解也受到土壤水分的影响（图5B）。当土壤在黑暗和25℃下的湿度分别设置为40%，60%和80%时，噁线硫醚的半衰期分别为5.85、3.26和3.47 d（表3）。由于土壤水分是微生物繁殖所必需的，因此噁线硫醚的降解很可能是由化学水解和微生物活性引起的。土壤中水含量的增加可能会减少农药分子扩散的孔隙。大量的水分（例如60%）有利于农药在水中的分布，使其易于进行生物和非生物的降解。相反，少量的土壤水（例如40%的土壤水分）可能会限制微生物的活动。 当土壤的持水能力接近饱和（例如80%的土壤水分）时，系统中将出现缺氧现象，从而抑制了好氧微生物的生长过程。在这种情况下，降解速度会减慢，t1/2值会降低。 我们发现在灭菌和未灭菌的土壤中，随着温度的升高，噁线硫醚的降解都增加了（图5C和D）。例如，土壤中噁线硫醚降解的半衰期在15、25和35℃下分别为5.55、3.26和2.33 d（表3）。与15℃相比，在35℃进行处理可以使噁线硫醚的降解增加2.38倍。在灭菌土壤中观察到了同样的情况（表3）。这证实了温度的升高使土壤中的更多噁线硫醚降解（图5C和D）。升高的温度可能会增强土壤微生物的活性，并在未灭菌的土壤中相应地降解。此外，可以促进噁线硫醚的化学降解。半正态效应图，正态效应图和pareto效应图的结果表明，温度，微生物和土壤水分显著影响噁线硫醚的降解速率，其中温度和微生物群落起主要作用（图6）。 图5. 在不同条件下，南京土壤中1.0 mg kg-1的噁线硫醚的降解。这些线是一阶动力学方程的拟合。在25±1℃和60%的湿度下在光照和灭菌下南京土壤中的噁线硫醚降解（A）。南京土壤含水量40%，60%和80%（B）。未经灭菌（C）和在60%的湿度下在15℃，25℃和35℃下灭菌（D）。数据表示为平均值±SD（n = 3）。 表3. 在不同条件下，南京土壤（NJ）中1.0 mg kg-1的噁线硫醚的降解动力学参数。k是一阶动力学常数（d-1）；R2为相关系数；t1/2是土壤中噁线硫醚降解的半衰期（d）。 图6. 四个因素对南京土壤噁线硫醚降解的显著影响。四个变量的正态效应图（A），半正态效应图（B）和Pareto效应图（C）。数据是三个重复的平均值。反应为半衰期，显着性水平p = 0.05。 3.3土壤中噁线硫醚的降解途径 为了进一步验证土壤中的噁线硫醚降解，我们以NJS为例表征了土壤中的噁线硫醚代谢产物。通过分析m/z的测定值和理论值以及MS2谱图的碎片信息，对噁线硫醚代谢物的分子和结构式进行了表征。黑暗条件下，在NJS中鉴定了11种降解的代谢产物，包括3种噁线硫醚结合物（表S6）。噁线硫醚峰出现在6.2分钟时，m/z为287（图2S）。在二次质谱中产生了碎片离子m/z 181、156、144、116和59（图S3A）。脱甲基噁线硫醚（DME）是S-脱烷基化产物，在5.67分钟内达到最高值，碎片离子m/z为129和75（图S2，S3B）。甲基化噁线硫醚（MEE）的峰出现在4.7分钟处（图S2）。第二次轰击后，产生了m/z 258和157离子片段，并且在S-乙基上发生了甲基化反应以形成S-异丙基（图S3C）。噁线硫醚羟基化（HE）发生在S-乙基上，其峰出现在4.81分钟处（图S2，S3D）。噁线硫醚的碎片离子分别为m/z 144和111，是最关键的降解产物之一。DSHE在4.16分钟达到峰值，由–OH代替–SH形成（图S2）。第二次轰击后，产生碎片离子m/z 198和143（图S3E）。脱乙基噁线硫醚（DEE）也是噁线硫醚的S-脱烷基化产物，在6.19分钟达到峰值，碎片离子为m/z 144和116（图S2，S3F）。脱水羟基噁线硫醚（DHHE）用–OH取代苯环上的Cl，并在7.09 min达到峰，在二次轰击后产生碎片离子m/z 249和115（图S2，S3G）。脱乙基羟化噁线硫醚（DEHE）是噁线硫醚的去S-乙基产物的羟基化作用，在6.60分钟达到峰值（图S2，S3H）。第二次轰击后，产生碎片离子m/z 257和102。噁线硫醚和S-乙基的脱水被转化为脱水分子，并在6.21分钟达到峰值（图S2，S3I）。第二次轰击后出现碎片离子m/z 157、69和59。 此外，还检测到了三种噁线硫醚氨基酸缀合物，分别是噁线硫醚甘氨酸（ELM + Gly）（图S4A），羟甲基化噁线硫醚Gly（HEME + Gly）（图S4B）和羟甲基化噁线硫醚Cys-β–Ala（HEME） + Cys-β-Ala）（图S4C）。根据从质谱分析获得的数据集，推断出暗处土壤中噁线硫醚的可能降解途径（图7A）。在黑暗中，土壤中所有的反应，包括脱烷基，水解和甘露聚糖的结合都发生在土壤中。在降解结束时检查了噁线硫醚的甲基化产物MEE。仅当HE的主要降解产物的降解率高达50%且相对水平达到最大时，才能检测到HE的主要代谢产物。当降解率在50-80%时，可以检测到SHE。DEHE和DHHE是通过DHE水解产生的，降解率分别为50%和80%时可以检测到 我们还使用了500 W的氙气灯进行了土壤光照射实验。在将灭菌的NJS照射一定时间后，鉴定出6种降解产物和1种噁线硫醚缀合物（表S7和图S5，S6，S7）。其中，有五种代谢物在黑暗中未灭菌的NJS中也被表征出来。一种降解的产物（羟甲基化的噁线硫醚，HEME）是独特的（图S6G），因为噁二唑上的巯基被羟基取代，苯环上的氯被甲氧基取代。产物的峰值出现在3.91分钟，碎片离子为m/z为113和107（图S5，S6G）。噁线硫醚的氨基酸缀合物被鉴定为脱乙基羟化噁线硫醚-Cys-β-Ala（图S7）。根据质谱信息，我们得到了在氙灯照射下无菌土壤中噁线硫醚的可能降解途径（图7B）。噁线硫醚被脱烷基并被水解以分别产生DSHE，HEME，DHE和DHHE。DEHE +Cys-β-Ala通过DEE水解形成，并与被丙氨酸取代的半胱氨酸结合。
图7. 提出的南京土壤在暗处（A）和无菌土壤在光照下（B）的噁线硫醚（ELM）降解途径。A-I表示仅在噁线硫醚降解率达到50%时才发现的降解产物，A-II表示当噁线硫醚降解率达到50%和80%时都发现的产物，A-III表示仅在噁线硫醚降解率达到80%时才发现的产物。 总结 在土壤中，噁线硫醚的吸附能力按HLJS，NJS和JXS的降序排列。由于噁线硫醚在土壤中的浸出潜力很低，表明噁线硫醚并不是地下水的潜在污染物。在NJS发生了噁线硫醚的快速降解，随后是HLJS和JXS。环境条件如温度和土壤湿度等最有可能通过微生物介导的机制强烈影响土壤中噁线硫醚的降解。因此，本研究工作首次揭示了中国三种典型土壤中噁线硫醚残留物通过多种降解途径的降解和消失，并为作物生产和食品安全的环境风险评估提供了有价值的信息。 原文网址：https:///10.1016/j.chemosphere.2020.126741
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