和泰水机 smart-S15  master-S15  上海和泰纯水机 
当前位置:首页 > 乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在室外天然水中的非生物降解及其影响因素

乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在室外天然水中的非生物降解及其影响因素

[导读]在亚热带冬、夏两季室外自然光照和温度条件下,研究了环境浓度下乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在河水和海水基底中的非生物降解( 水解+光解) 行为,并结合室内实验研究了非生物降解的影响因素。

酰胺类除草剂是一类广泛使用的芽前除草剂,具有较好的水溶性和迁移性,施用后易通过渗透进入地下水或随地表径流进入地表水. 乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺是酰胺类除草剂的主要品种,在国内水体中频繁检出,有报道显示这3 种除草剂具有内分泌干扰、抑制藻类生长等作用.农药的降解是其在环境中转化的重要途径,主要包括生物降解和非生物降解. 由于微生物种群难以表征和控制、研究结果难以重现等原因导致农药的生物降解研究较少,主要集中在农药降解菌株的筛选和培养条件的优化. 非生物降解包括光解和水解. 目前对乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺水解的研究主要集中在温度和pH 的影响; 光解及其影响因素的研究则集中在光源( 自然光、汞灯) 、溶解性有机物( Dissolved organic matters,DOM,主要指腐殖质) 、无机盐、pH 等; 而且起始浓度多按照农药喷洒剂量( 5—30 mg·L-1 ) 设定,远高于实际的水环境浓度水平( μg·L-1 ) . 实验室内模拟条件下的研究结果对其环境风险评估的参考意义有限.本文在室外自然光照和温度条件下,以实际河水和海水为基底,研究了环境浓度下乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺的非生物降解特性,并结合室内模拟条件,研究了硝酸盐、pH、腐殖质和颗粒物等环境因素对光解和水解速率的影响,为水环境中常用酰胺类农药的持久性及风险评估提供科学依据.

1 材料与方法

1. 1 实验材料

农药标准品乙草胺、异丙甲草胺、内标物PCB103、替代物环氟菌胺均购自德国奥格斯堡公司( Dr. Ehrenstorfer GmbH,Germany) ; 丁草胺购自中国标准技术开发有限公司( 北京) . 乙酸乙酯、正己烷、丙酮均为色谱纯( Tedia Co. ,USA) ; 磷酸二氢钾、磷酸氢二钠均为分析纯( 国药集团化学试剂有限公司) ; 无水硫酸钠为分析纯( 上海五四化学试剂公司) ,使用前经450 ℃烘干4 h.磷酸盐缓冲溶液的配制: 配制浓度为9. 08 g·L-1 的磷酸二氢钾溶液和浓度为35. 61 g·L-1 的磷酸氢二钠溶液,按一定比例混合得到pH 值为6—9 的缓冲溶液.实验用河水取自福建九龙江河口,海水取自厦门大学白城海域,水样经0. 45 μm 醋酸纤维膜过滤、高压灭菌2 h 后备用. 超纯水取自Milli-Q 纯水机( Millipore,Bedford,USA) .

1. 2 主要仪器设备

光照模拟器( SoL 1200,Real Time Computer,Germany) ; 光照培养箱( A-plus,515) ; Agilent 6890N 气相色谱仪( Gas chromatography,GC) ,电子捕获检测器( Electron capture detector,ECD) 和7683 自动进样器( Agilent Co. ,USA) ,色谱柱为Agilent DB-5 气相色谱柱, 60 m×0. 32 mm i. d. ×0. 25 μm( Agilent Co. ,USA) .GC-ECD 分析条件: 载气为高纯氮气,恒流模式,流速2. 0 mL·min-1 ; 进样口温度260 ℃,不分流进样,进样量2. 0 μL; 检测器温度300 ℃. 柱箱升温程序为: 初始温度70 ℃,保持2 min,以30 ℃·min-1 升至210 ℃,保留5 min,再以30 ℃·min-1 升至280 ℃,保留7 min,总计25 min.

1. 3 实验方法

1. 3. 1 自然条件下非生物降解实验

自然条件下的非生物降解实验分别在厦门冬季( 2009 年12 月19 日—2010 年1 月10 日) 和夏季( 2010 年9 月10 日—2010 年10 月9 日) 的室外自然光照和温度下进行,实验期间气象参数见表1. 厦门地区冬季室外气温、光照强度等条件相当于北方春、秋季节除草剂开始/停止使用的阶段,对应于农药的缓慢降解期; 夏季室外气温、光照强度则处于年度最高水平,对应于除草剂在水环境的快速降解阶段. 两个时间段的实验结果可以相对实际地反映3 种目标农药在水环境中的持久性.表2 给出了自然条件下目标农药非生物降解实验的设计和考察目的. 盛放水样的烧杯均切去顶部、打磨光滑后采用石英板封盖,在保证太阳光透过的同时尽量避免空气中微生物的引入和水样的蒸发. 以超纯水为参照、实际河水和海水为基底,考察目标农药在不同水中的降解行为; 通过高温高压灭菌消除基底中微生物的影响; 通过水样过滤和不过滤来探讨水中颗粒物的影响; 通过铝箔包裹实验烧杯避光来单独考察水解过程,进而间接探明光解和水解对非生物降解的贡献.按表2 配制2. 5 L 目标农药浓度均为10 μg·L-1 的实验水样8 份,分别置于8 个3 L 烧杯中,混匀,石英板封口,静置12 h 后,取样,测定目标物浓度,此时t = 0 d、C = C0 . 将水样置于室外. 按t = 2、6、12、20、30 d 的时间序列分别取样,测定目标物浓度,每次取2 个平行样进行分析,以平均值用于动力学分析.

1. 3. 2 室内水解实验

表3 给出了室内水解实验的设计和考察因素. 水样置于100 mL 具塞玻璃三角瓶中,用铝箔覆盖避光,以消除光解的影响. 水样经过高温高压灭菌,消除微生物的影响. 实验温度控制在25 ℃; 添加一定浓度的NO-3和NO-2来探讨二者对水解的影响; 以超纯水为参照,考察不同pH 对水解的影响; 以pH= 8. 0的磷酸盐缓冲溶液为对照,配制不同腐殖质浓度的磷酸盐缓冲溶液来探讨腐殖质的影响.按表3 配制100 mL 目标农药浓度均为10 μg·L-1 的水样10 份,分别置于10 个100 mL 具塞玻璃三角瓶中,混匀,盖紧瓶塞,用铝箔覆盖避光,静置12 h 后,取样,测定目标物浓度,此时t = 0 d、C = C0 . 将水样置于25 ℃恒温控制箱中,按t = 2、5、9、14 d 分别取样,每次取两个平行样,以平均值用于后续分析.

1. 3. 3 室内光解实验

表4 给出了室内光解实验的设计和考察因素. 水样置于100 mL 具塞石英三角瓶中,保证光线透过的同时避免空气中微生物的引入. 河水和海水基底均经过高温高压灭菌,消除微生物的影响. 实验温度控制在接近室外平均温度的25 ℃; 添加一定浓度的硝酸盐和亚硝酸盐来探讨二者对光解的影响. 以超纯水为参照,考察不同pH 对光解的影响; 以pH= 8. 0 的磷酸盐缓冲溶液为对照,配制不同腐殖质浓度的磷酸盐缓冲溶液来探讨腐殖质的影响; 通过水样的过滤或不过滤,考察颗粒物的影响。

按表4 配制100 mL 目标农药浓度均为10 μg·L-1 的水样13 份,分别置于13 个100 mL 具塞石英三角瓶中,混匀,盖紧瓶塞,静置2 h 后,取样,测定目标农药浓度,此时t = 0 h、C = C0 . 将水样置于25 ℃光照模拟箱中,连续照射30 h( 光照模拟箱参数见表5) ,按t = 2、6、12、18、24、30 h 的时间序列分别取样,每次取2 个平行样,以平均值用于后续分析.


1. 3. 4 水样前处理

取自然条件实验水样50 mL,加入200 μL 浓度为1. 0 mg·L-1 的环氟菌胺( 替代物) ,充分混匀后,加入20 mL 乙酸乙酯,液液萃取5 min 后静置分层,分取上层有机相; 下层水相中再加入10 mL 乙酸乙酯进行二次萃取,合并萃取液; 过无水硫酸钠除水后氮吹至近干,加入200 μL 浓度为0. 5 mg·L-1 的PCB103( 内标物) ,用1:1( V /V) 丙酮-正己烷定容至1. 0 mL 待测.取室内实验水样5 mL,加入50 μL 浓度为0. 5 mg·L-1 的环氟菌胺( 替代物) ,充分混匀后,加入5mL 乙酸乙酯,液液萃取5 min 后静置分层,分取上层有机相; 下层水相中再加入5 mL 乙酸乙酯进行二次萃取,合并萃取液; 过无水硫酸钠除水后氮吹至近干,加入50 μL 浓度为0. 25 mg·L-1 的PCB103( 内标物) ,用1:1( V /V) 丙酮-正己烷定容至0. 5 mL 待测。

2 结果与讨论

2. 1 样品分析过程的质量控制

方法空白、实验室空白加标、平行样、内标物和替代物用于样品分析过程的质量控制.自然条件实验中,每批次的方法空白均无目标物检出; 目标农药的实验室空白加标回收率分别在76. 12%—105. 63%( 冬) 和79. 69%—118. 63%( 夏) 之间; 替代物回收率在77. 14%—103. 57%( 冬) 和80. 28%—110. 98%( 夏) 之间,回收率的相对标准偏差( Relative standard deviation,RSD) ( n = 18) 在2. 86%—4. 61%( 冬) 和2. 06%—6. 01%( 夏) 之间.室内水解实验中,每批次的方法空白均无目标物检出; 目标农药的空白加标回收率在82. 67%—112. 37%之间; 替代物回收率在86. 27%—113. 77%之间,回收率RSD( n = 20) 在3. 81%—6. 51%之间.室内光解实验中,每批次的方法空白均无目标物检出; 目标农药的实验室空白加标回收率在78. 76%—112. 31%之间; 替代物回收率在80. 28%—117. 79%之间,回收率RSD( n = 18) 在2. 55%—7.67%之间. 符合质控要求.利用“1. 3. 5 节”的公式分别计算室外和室内实验的降解半衰期及其拟合方程的相关系数,数据见表6. 表6 可看出,拟合方程的相关系数( R2 ) 少数在0. 81—0. 89 之间,大多在0. 91—0. 99 之间,均较好符合一级动力学方程.

2. 2 自然条件下目标农药的降解行为

2. 2. 1 非生物降解

乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在自然条件下的非生物降解( 光解和水解共同作用) 半衰期见表6. 表6 可以看出,3

种目标农药在河水和海水中的非生物降解半衰期分别为: 冬季64—131 d( 河水) 、89—193 d( 海水) ; 夏季4—20 d( 河水) 、10—50 d( 海水) . 丁草胺在河水和海水中的非生物降解半衰期均较短( 冬季64 d、89 d,夏季4 d、10 d) ,异丙甲草胺的相对较长( 冬季128 d、193 d,夏季20 d、50 d) .

2. 2. 2 水解

由表6 可知,冬季条件下,3种目标农药的水解半衰期分别为178—990 d( 超纯水) 、105—346 d( 河水) 、77—277 d( 海水) ,整体水解速率海水>河水>超纯水; 夏季条件下,目标农药的水解半衰期分别为98—131 d( 超纯水) 、7—54 d( 河水) 、23—67 d( 海水) ,整体水解速率河水>海水>超纯水. 农药的水解主要受pH 值和温度的制约,pH 每增加一个单位,水解反应速率可能增加10 倍,水解速率随温度升高而增加,天然水中存在有机物质、重金属离子等可能通过吸附催化改变局部pH,或通过形成配合物等方式影响农药的水解速率. 结合表1 气象参数可以发现: ( 1) 夏季平均温度高于冬季10 ℃以上,因此,目标农药在夏季时水解速率整体显著高于冬季; ( 2) 相同季节条件下,pH 成为水解速率的决定因素.河水中丁草胺水解半衰期最短( 冬季105 d; 夏季7 d) ,异丙甲草胺的冬季水解半衰期最长,为346 d,而异丙甲草胺与乙草胺的夏季水解半衰期相近,分别为53 d 和54 d. 海水中丁草胺水解半衰期最短( 冬季77 d; 夏季23 d) ; 异丙甲草胺的水解半衰期最长( 冬季277 d; 夏季67 d) .

2. 2. 3 光解

光解可分为直接光解和间接光解. 含有C、N、O 双键结构的物质均能发生直接光解反应,天然水中的DOM 为间接光解反应提供了重要条件. 从表6 可以看出,在无任何光敏物质的超纯水中,3种目标物以直接光解为主,河水和海水中则表现为直接光解与间接光解的综合作用. 冬季河水中丁草胺光解半衰期最短( 159 d) ,乙草胺最长( 410 d) ; 海水中乙草胺( 417 d) 和异丙甲草胺( 630 d) 的光解速率均较慢. 夏季河水中丁草胺光解半衰期最短( 7 d) ,异丙甲草胺最长( 32 d) ; 海水中丁草胺光解半衰期最短( 17 d) ,异丙甲草胺最长( 192 d) .超纯水中,3种目标农药无论在冬季或夏季均以光解为主,水解贡献较小. 海水中,冬季和夏季均以水解为主,原因可能在于海水pH 较高,且金属离子和DOM 可能对光解有抑制作用. 河水中的情况比较复杂,冬季乙草胺和丁草胺均以水解贡献较大,异丙甲草胺则以光解贡献为大; 夏季乙草胺和异丙甲草胺均以光解贡献为大,丁草胺的光解、水解贡献相当; 可能由于不同季节pH、温度、光强等因素的影响不一所致.

2. 3 降解的影响因素

农药水解的主要影响因素为温度和pH; 水环境中广泛存在的腐殖质( 地表水中溶解态腐殖质含量约为10—30 mg·L-1) 可能对农药产生吸附、催化等作用,影响降解速率; 也有报道称水环境中广泛存在的硝酸盐对农药的降解也有影响. 鉴于此,本文在室内控制条件下研究了硝酸盐、pH、腐殖质、颗粒物等因素对3 种酰胺类目标农药水解和光解行为的影响. 通过实验组与对照组的降解速率比值来判断各因素对目标物水解、光解的影响,结果列于表7. 比值大于1 表示该条件表现为促进作用,比值小于1 表现为抑制作用,比值越大或越小表示促进或抑制作用的程度越高.

2. 3. 1 水解的影响因素

在相同的温度和光照条件下,参照相应季节厦门海域及九龙江流域中硝酸盐的实际浓度进行添加实验,结果( 表7) 发现,与超纯水相比,硝酸盐对3 种目标物的水解均表现出促进作用; NO-3存在时,3目标农药的水解速率常数分别是超纯水的2. 28 倍( 乙草胺) 、1. 22 倍( 丁草胺) 、2. 67 倍( 异丙甲草胺) ;NO-2存在时,3种目标农药的水解速率常数分别是超纯水的1. 95 倍( 乙草胺) 、1. 45 倍( 丁草胺) 、2. 04倍( 异丙甲草胺) . 表明水体中的硝酸盐对目标农药的水解影响显著.pH 升高对水解的影响都呈现促进作用. 异丙甲草胺的比值随pH 增大而增大; 乙草胺的水解随着pH 值升高,促进作用相对稳定,没有明显升高或降低趋势; 丁草胺的水解速率随pH 增大呈略微下降趋势,尤其在pH= 8. 0 时水解速率最低. 原因可能在于3 种目标农药的结构差异导致pH 变化时对降解速率的影响未表现出一致的规律,有待后续进一步研究.以pH 值为8. 0、未添加腐殖质的缓冲溶液为参照,考察了腐殖质对目标农药水解速率的影响.从表7 可以看出,添加浓度为10 mg·L-1 和20 mg·L-1 时,腐殖质对3 种目标农药的水解均呈现促进作用; 而在30 mg·L-1 的条件下,对乙草胺表现为抑制作用,且对丁草胺和异丙甲草胺的促进作用有所下降. 原因可能为腐殖质中大量酚羟基、羧基在低浓度时对目标农药的水解有催化作用,而高浓度时则由于吸附作用而抑制了水解.

2. 3. 2 光解的影响因素

表7 可以看出,超纯水中加入NO-3和NO-2促进了乙草胺和丁草胺的光解,光解速率分别是对照组的1. 32 倍和1. 23 倍,但对异丙甲草胺的光解基本无影响( 1. 02 倍) . 有研究表明,水体中的NO-3和NO-2可吸收光产生OH·,通过与农药分子发生光氧化反应而加快光解速率. Dimou 等的研究表明,NO-3和NO-2对异丙甲草胺的光解有显著促进作用,并随NO-3和NO-2浓度增大而加强,该结果与本实验结果有比较大差异,可能原因在于本实验NO-3和NO-2的添加浓度仅为该文献的1 /20.pH 对光解的影响方面,pH 值为6—9 时对乙草胺的光解表现为抑制,并随pH 值的增加抑制效果加大,该结果与花日茂等“乙草胺在水环境中的光解速度随水体pH 值升高而增大”的研究结果不同,原因可能在于使用灯源及初始实验浓度不同; 丁草胺的光解速率在pH= 6. 0 及pH= 7. 0 时,表现为促进作用,但pH= 8. 0 及pH= 9. 0 时,表现为抑制作用,表明丁草胺在偏碱性水中较难光解; 对异丙甲草胺的影响则由抑制( pH= 6. 0) 逐渐表现为促进( pH= 7. 0—9. 0) ,且促进程度逐渐增大,说明碱性条件有利于异丙甲草胺的光解。以pH= 8. 0、未添加腐殖质的缓冲溶液为参照,考察了腐殖质对目标农药光解速率的影响. 从表7可看出,乙草胺的光解整体上受腐殖质抑制,花日茂等报道在乙草胺溶液中加入富里酸、胡敏酸时会产生光掩蔽效应,腐殖质吸附农药分子,使其光解效率降低,与本结果符合; 丁草胺和异丙甲草胺在腐殖质浓度为10 mg·L-1 和20 mg·L-1 的条件下光解速率无显著变化,但腐殖质浓度为30 mg·L-1 时促进丁草胺光解、抑制异丙甲草胺光解.

天然水体中颗粒物对光解的影响以过滤和未过滤的天然水样为基底,考察颗粒物对光解的影响,通过表7 中R2 /R1、S2 /S1 的光解速率比值可以看出,乙草胺和丁草胺在河水和海水中的光解均受颗粒物的抑制; 异丙甲草胺在河水中的光解受颗粒物抑制,但在海水中表现为轻微促进作用.整体来看,硝酸盐、pH 和腐殖质对水解的影响程度普遍大于光解.

3 结论

采用室外、室内相结合的模式,研究了3 种常用酰胺类除草剂乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺在河水、海水中的非生物降解( 光解+水解) 行为及pH、营养盐、颗粒物、腐殖质等的影响. 结果发现,丁草胺在河水、海水中的残留期最短,异丙甲草胺的残留持久性最强,3种目标农药在海水中的残留持久性均远高于河水. 不同环境因子对目标农药降解速率的影响各异: 硝酸盐能够促进目标物的水解,目标物在酸性条件下均较易水解,碱性条件则有利于异丙甲草胺的光解,腐殖质对水解和光解的影响与其浓度相关,而水环境中颗粒物的存在则基本抑制了光解. 研究结果可为目标农药的水环境持久性评价提供尽可能符合实际状况的方法借鉴和科学数据.








相关文章