稻瘟酰胺在水/沉積物中的降解及生物富集性研究

吳文鑄，孔德洋，何健，單正軍

環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所, 國家環(huán)境保護農(nóng)藥環(huán)境評價與污染控制重點實驗室, 南京 210042

稻瘟酰胺在水/沉積物中的降解及生物富集性研究

吳文鑄*，孔德洋，何健，單正軍

環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所, 國家環(huán)境保護農(nóng)藥環(huán)境評價與污染控制重點實驗室, 南京 210042

稻瘟酰胺是一種新型內吸型殺菌劑，其在水體環(huán)境中的歸趨備受關注。采用室內模擬試驗方法，研究了稻瘟酰胺在水-沉積物中的降解特性和在斑馬魚中的生物富集性。結果表明，在水-沉積物降解中，好氧條件下河流與湖泊水-沉積物系統(tǒng)中農(nóng)藥總量的降解半衰期分別為169.1、60.3 d，厭氧條件下的降解半衰期分別為173.3、126.0 d，湖泊體系的降解速率快于河流體系。稻瘟酰胺在水-沉積物體系中主要存在于沉積物中，系統(tǒng)降解速率主要受沉積物中的降解速率影響。稻瘟酰胺在斑馬魚中的生物富集系數(shù)BCF8d達64.8～189.1，具有中等富集性。稻瘟酰胺在水體環(huán)境中具有較強穩(wěn)定性，且具有一定的生物富集性，可能會對水體和水體生物造成一定的污染影響。

稻瘟酰胺；水-沉積物；降解；生物富集

稻瘟酰胺(fenoxanil)，由Shell公司研制，巴斯夫和日本農(nóng)藥公司共同開發(fā)的酰胺類殺菌劑[1-2]，化學名稱為N-(1-氰基-1,2-二甲基丙基)-2-(2,4-二氯苯氧基)丙酰胺，商品名為氰菌胺，分子式C15H18Cl2N2O2，相對分子質量為329.22，結構式如下：

原藥為白色粉末，熔點為69.5～71.5 ℃，易溶于乙酸乙酯、乙腈和丙酮等有機溶劑，在pH為5、7、9時，對酸、堿、熱穩(wěn)定。稻瘟酰胺具有良好的內吸性，持效期較長，具有治療和抑制孢子形成等作用，可單獨使用也可與保護性殺菌劑混用，是目前防治稻瘟病的最佳藥劑之一[3-5]。但由于該藥劑持效期較長，對人類健康和環(huán)境安全具有潛在危害，其在環(huán)境中的行為歸趨已成為研究者關注的熱點。

目前對稻瘟酰胺的水-沉積物降解與生物富集作用研究較少。由于稻瘟酰胺持效期較長，存在潛在的毒性作用，而生物富集作用是評價環(huán)境中的殘留農(nóng)藥對生物體及整個生態(tài)系統(tǒng)危害性的一個重要指標，一般情況下，農(nóng)藥的生物富集能力越強，對生物的污染與慢性危害愈大。由于斑馬魚生命周期短，基因信息與人類接近，研究稻瘟酰胺在其體內的富集性具有重要意義。另外，水-沉積物降解作用是農(nóng)藥在環(huán)境中消失的重要途徑之一，是評價其對水生態(tài)系統(tǒng)影響的重要指標。為科學評價稻瘟酰胺在水體環(huán)境中的安全性，本文通過研究稻瘟酰胺在水-沉積物體系中的降解以及在斑馬魚中的生物富集性，為評價其對生態(tài)環(huán)境的安全性及登記提供相應的科學資料。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 試驗材料

1.1.1 供試農(nóng)藥

稻瘟酰胺原藥，純度為95.0%，稻瘟酰胺標準品

純度為98.2%，江蘇豐登農(nóng)藥有限公司提供。

1.1.2 供試沉積物

選擇南京花神湖與南京外秦淮河系統(tǒng)的水與沉積物，沉積物先靜置分層后去水，再經(jīng)孔徑2 mm篩網(wǎng)過濾，備用，南京花神湖湖水和南京外秦淮河河水的pH值分別為7.44和7.53，沉積物的基本理化性質見表1。

1.1.3 儀器設備

Waters e2695/2998液相色譜儀，PDA檢測器(Waters，美國)；Excella E24R全溫度振蕩器(New Brunsuick Scientific，美國)；CR 22GⅡ離心機(Hitachi，日本)；Rotavapor R-210旋轉蒸發(fā)儀(Buchi，瑞士)；MG-2200氮吹儀(Eyela，日本)；CLC-生態(tài)培養(yǎng)箱(MMM，德國)。

1.1.4 試劑

乙酸乙酯、丙酮、氯化鈉、無水硫酸鈉等，均為分析純(南京化學試劑有限公司)；乙腈，色譜/光譜純(德國Merck)。

1.1.5 受試生物

受試生物為斑馬魚(zebrafish, Brachydanio rerio)，試驗開始時魚體長(連尾)2～3 cm，體重約為0.27～0.30 g，脂肪平均含量3.48%。試驗前在室內馴養(yǎng)1周，馴養(yǎng)期間正常喂養(yǎng)，晝夜充氧，水溫(23±1) ℃，pH值7～8。預養(yǎng)期間斑馬魚生長正常，無疾病和肉眼可見畸形及死亡。

1.2 試驗方法

1.2.1 水-沉積物降解試驗

水-沉積物降解試驗參考文獻[6-7]，具體如下。

預培養(yǎng)：分別稱取50.0 g(干重25.0 g)上述2種沉積物于200 mL三角瓶系列中，每組10個。加入上述相應的地表水100 mL，水和沉積物的體積比為5：1，沉積物層的厚度約2.0 cm。

好氧試驗：瓶口用留有通氣孔的鋁箔紙封口。置于常溫(25±2) ℃條件下預培養(yǎng)1周后，測定水-沉積物系統(tǒng)中的溶解氧和氧化-還原電位。湖泊水-沉積物系統(tǒng)水中溶解氧為4.15 mg·L-1，氧化還原電位為185.4 mv；河流水-沉積物系統(tǒng)水中溶解氧為4.31 mg·L-1，氧化還原電位為203.7 mv。確保2個試驗系統(tǒng)均處于良好的好氧狀態(tài)。隨后，加入0.5 mL稻瘟酰胺試驗溶液(1 000 mg·L-1)于系統(tǒng)中，置于人工氣候箱中恒溫(25±1) ℃培養(yǎng)。試驗期間定期測定試驗系統(tǒng)水中溶解氧和氧化還原電位，當溶解氧含量較低時向水-沉積物系統(tǒng)持續(xù)通O230 min(流量0.1 L·min-1)，保證系統(tǒng)處于好氧狀態(tài)，分別于0、6、20、76、119、180 d時取樣，測定水相與沉積物相中農(nóng)藥含量。通O2過程中注意避免擾動沉積物。

表1 供試沉積物的基本理化性質Table 1 Physical and chemical properties of tested sediments

厭氧試驗：向水-沉積物系統(tǒng)持續(xù)通N230 min(流量0.1 L·min-1)，然后采用燃燒法去除剩余的O2，確保系統(tǒng)中O2基本被耗盡，用封口膜將瓶口封緊。置于常溫(25±2) ℃條件下預培養(yǎng)1周后，測定水-沉積物系統(tǒng)中的溶解氧和氧化還原電位。結果顯示：湖泊水-沉積物系統(tǒng)氧化-還原電位為-103.3 mv；河流水-沉積物系統(tǒng)氧化-還原電位為-102.8 mv。確保系統(tǒng)處于較強的厭氧狀態(tài)。隨后定量加入0.5 mL稻瘟酰胺試驗溶液(1 000 mg·L-1)于系統(tǒng)中，置于人工氣候箱中恒溫(25±1) ℃培養(yǎng)。試驗期間定期測定其水中溶解氧和氧化還原電位，必要時通N230 min(流量0.1 L·min-1)，以確保系統(tǒng)始終處于厭氧狀態(tài)，分別于0、6、20、76、119、180 d時取樣，測定水相與沉積物相中農(nóng)藥含量。通N2過程中注意避免擾動沉積物。

1.2.2 生物富集試驗

試驗用水為經(jīng)曝氣去氯處理24 h的自來水。試驗容器為口徑29 cm、容積15 L的玻璃缸。在每個試驗缸中配制10 L一定濃度的稻瘟酰胺藥液，并投入斑馬魚50尾，試驗溫度為(232) ℃。

參照《化學農(nóng)藥環(huán)境安全評價試驗準則》，生物富集系數(shù)的測定方法有靜態(tài)法、半靜態(tài)法或流水式實驗法[8-10]。本試驗采用靜態(tài)法，參考稻瘟酰胺對斑馬魚的96 h-LC50為5.3 mg·L-1，設置理論暴露濃度分別為0.06 mg·L-1和0.6 mg·L-1的2個處理組，每個處理設2個重復，并設空白對照處理。定期采集魚樣和水樣，測定魚體和試液中稻瘟酰胺濃度，同時定期測定試驗溶液的溶解氧和pH值等水質參數(shù)。

1.2.3 樣品提取與測定方法

沉積物樣品提取：在采集的沉積物樣品中，直接添加60 mL丙酮，在搖床中振蕩提取30 min，高速離心分離，將上清液過濾至三角瓶中，重復一次，合并提取液，于旋轉蒸發(fā)儀上蒸干丙酮。倒入250 mL分液漏斗中，加入40 mL乙酸乙酯，振蕩提取，靜置分層后，收集有機相；水溶液再用40 mL乙酸乙酯萃取一次。合并有機相，旋蒸至近干，N2吹干后用乙腈定容，待液相色譜測定。

水樣提取：準確稱取80 mL水樣，倒入250 mL分液漏斗中，加入40 mL乙酸乙酯，振蕩提取，靜置分層后，收集有機相；水溶液再用40 mL乙酸乙酯萃取一次。合并有機相，旋蒸至近干，N2吹干后用乙腈定容，待液相色譜測定。

魚樣：取10尾魚樣置于瑪瑙研缽中，加入10 g無水硫酸鈉，充分研磨后，將樣品轉入200 mL三角瓶中，并加入50 mL乙腈，置于恒溫振蕩器以200 r·min-1的速率振搖1 h，過濾后，魚樣再用乙腈振蕩提取一次，合并提取液。提取液經(jīng)旋轉蒸發(fā)至近干，用乙腈溶解后，于-20 ℃冰凍15 min除去油脂后，過0.45 μm濾膜待高效液相色譜測定。

HPLC測定條件：色譜柱4.6 mm×250 mm, 5 μm ODS-2 HYPERSIL柱，柱溫30 ℃；流動相為乙腈:水(V:V)=80:20，流速1 mL·min-1；進樣量20 μL，檢測波長228 nm。上述條件下，稻瘟酰胺的保留時間為4.2 min。

方法回收率：當沉積物中標樣溶液的添加水平為1.0～10.0 mg·kg-1時，平均回收率為74.8%～91.7%，相對標準偏差(RSD)為0.5%～4.8%；水中添加水平為0.05～5.0 mg·L-1時，平均回收率為89.4%～91.9%，RSD為2.5%～2.8%；當魚體中標樣溶液的添加水平為1.0～10.0 mg·kg-1時，平均回收率為76.5%～101.9%，相對標準偏差(RSD)為12.7%～20.4%。

1.3 數(shù)據(jù)處理

若試驗結束時水體及魚體中藥物含量變化已基本達到平衡，此時魚體對藥物的富集系數(shù)為：

BCF =Cfs/Cw

式中，Cfs，平衡時魚體藥物含量(mg·kg-1)；Cw平衡時水中藥物含量(mg·L-1)。若試驗結束時，魚體中藥物濃度未達平衡，用BCF8d表示。

2 結果(Results)

2.1 稻瘟酰胺水-沉積物降解特性

農(nóng)藥在水-沉積物系統(tǒng)中的降解作用是其在環(huán)境中消失的重要途徑之一，是評價其對水生態(tài)系統(tǒng)影響的重要指標，也是影響農(nóng)藥在水生態(tài)系統(tǒng)的行為特性和歸趨的重要因素。本試驗選擇在我國南方河網(wǎng)地區(qū)具有代表性的河流和湖泊水-沉積物系統(tǒng)，在好氧與積水厭氣條件下，測定了稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的降解作用，為評價該農(nóng)藥對生態(tài)環(huán)境的安全性提供相應的科學資料。

2.2.1 好氧與厭氧條件下的水-沉積物降解作用

在25 ℃恒溫條件下，稻瘟酰胺在好氧與厭氧條件下的降解試驗結果見表2。

由表2可見，好氧和厭氧條件下，稻瘟酰胺在河流和湖泊水-沉積物系統(tǒng)中的降解均較好地遵循一級動力學方程(R2=0.8783～0.962)，好氧條件下，稻瘟酰胺在河流與湖泊水-沉積物系統(tǒng)中農(nóng)藥總量的降解半衰期分別為169.1、60.3 d(k=0.0041、0.0115 d-1)，厭氧條件下，河流與湖泊水-沉積物系統(tǒng)中降解半衰期分別為173.3、126.0 d(k=0.004、0.0055 d-1)。

2.2.2 稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的分布趨勢

水-沉積物系統(tǒng)是多種營養(yǎng)物、污染物的匯集地，各種污染物通過大氣沉降、廢水排放、雨水淋溶與沖刷等方式進入水體，最后沉降到沉積物中，而后在一定條件下又向水相重新釋放，成為水體再次污染的污染源。因此，研究稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的分布情況及行為特征極為重要。本試驗分別測定了稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的各相(水體、沉積物相、水-沉積物系統(tǒng))濃度變化，結果見圖2。

圖1 稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的降解動態(tài)Fig. 1 Degradation of fenoxanil in water-sediment system

表2 稻瘟酰胺在不同類型水-沉積物中的降解特性Table 2 Degradation kinetics of fenoxanil in different water-sediment

好氧條件下，在湖泊水-沉積物系統(tǒng)中，沉積物中的稻瘟酰胺在20 d時達峰值4.79 mg·kg-1，隨后逐漸降低，水相農(nóng)藥濃度從0 d的4.62 mg·L-1降至180 d時的0.11 mg·L-1；在河流水-沉積物系統(tǒng)中，沉積物中農(nóng)藥峰值(6.03 mg·kg-1)出現(xiàn)時間為76 d，而180 d時水中濃度為0.28 mg·L-1。

厭氧條件下，稻瘟酰胺的降解動態(tài)呈現(xiàn)與好氧條件下相同的規(guī)律。在湖泊水-沉積物系統(tǒng)中，水中濃度從0 d的4.68 mg·L-1降至180 d時的0.16 mg·L-1，20 d時沉積物農(nóng)藥濃度達峰值(3.06 mg·kg-1)，隨后逐漸下降。在河流水-沉積物系統(tǒng)中，沉積物中濃度在76 d時達最大值(5.92 mg·kg-1)，180 d后下降為3.23 mg·kg-1；水中農(nóng)藥濃度從0 d的4.57 mg·L-1降至180 d的0.51 mg·L-1。

2.2 稻瘟酰胺的魚類生物富集性

當理論暴露質量濃度為0.06、0.6 mg·L-1時，2 d后魚體內開始有稻瘟酰胺農(nóng)藥檢出，體內的農(nóng)藥質量分數(shù)測定值分別為2.18 mg·kg-1和14.63 mg·kg-1；隨后農(nóng)藥質量分數(shù)逐漸增加且趨于穩(wěn)定，8 d后魚體內的農(nóng)藥質量分數(shù)測定值分別為2.08 mg·kg-1和14.90 mg·kg-1，BCF值分別為189.1和64.8 (見表3)。

3 討論(Discussion)

由表2可以看出，不同類型水-沉積物系統(tǒng)中的降解半衰期進行比較，在好氧和厭氧條件下，湖泊沉積物系統(tǒng)中的降解速率要快于河流沉積物系統(tǒng)，湖泊沉積物有利于稻瘟酰胺的降解。由圖2可見，在好氧與厭氧條件下，河流和湖泊水-沉積物系統(tǒng)中的稻瘟酰胺較快地由水相向沉積物相中富集。從沉積物中農(nóng)藥含量變化曲線來看，沉積物中的含量變化趨勢呈現(xiàn)先快速升高，再逐漸下降的一個峰形形狀，湖泊沉積物中濃度最大點均處于20 d，河流沉積物中的濃度最大點落于76 d，推測稻瘟酰胺在達到最大峰值的時候，主要作用力為沉降/吸附過程，而隨后則主要是釋放或消解過程。水相中農(nóng)藥含量變化主要呈現(xiàn)快速消解下降趨勢。稻瘟酰胺在水中具有非常強的穩(wěn)定性[11]，說明在水-沉積物系統(tǒng)中，化合物的水解不是主要因素，水-沉積物系統(tǒng)中水體中的稻瘟酰胺減少主要是由沉積物吸附沉降引起。水-沉積物系統(tǒng)中稻瘟酰胺的降解趨勢與沉積物中降解趨勢相接近，說明稻瘟酰胺在水-沉積物系統(tǒng)中的降解主要受沉積物中的農(nóng)藥濃度變化影響，而水相的水解作用對整個水-沉積物系統(tǒng)中農(nóng)藥降解的影響不顯著。

魚類生物富集作用是指污染物從水環(huán)境中進入魚體內蓄積的能力。通常以生物富集系數(shù)(BCF)來表征污染物在魚體累積的趨勢。用以描述魚體對污染物富集效應的指標，是評價污染物環(huán)境和健康風險的重要指標之一。污染物的生物富集作用越強，對生物的污染程度與慢性危害作用越大[12-14]。表3數(shù)據(jù)顯示，稻瘟酰胺在魚體中的蓄積能力較強，暴露時間為2 d時即能達到較高水平，隨著暴露時間的增加魚體中的蓄積含量也逐漸增加。至8 d時魚體中的蓄積含量達到最大值。根據(jù)表3中魚體內和水相中農(nóng)藥質量濃度值，可計算得到BCF8d的最大值分別為189.1、64.8。

根據(jù)經(jīng)典的Kow值估算法[15]估算稻瘟酰胺BCF值，估算式為：

lgBCF =0.76lgKow-0.23

根據(jù)公式和稻瘟酰胺的Kow值(3.53)，計算出稻瘟酰胺的生物富集系數(shù)BCF估算值為283.8。這一模型估算的結果與試驗結果較為相近。

同時本研究發(fā)現(xiàn)，魚體中的稻瘟酰胺蓄積含量與相應水體中濃度沒有等比關系，不因暴露濃度增大而等比增大。Franke[16]研究了苯酚在魚體內的富集特性，發(fā)現(xiàn)當暴露濃度為60 mg·L-1時，其BCF值為1.9，當暴露濃度降為32.7 μg·L-1時，BCF值上升為4 312。同時，許靜等[17]研究發(fā)現(xiàn)，磺胺類抗生素磺胺二甲嘧啶和磺胺甲惡唑在低濃度暴露下，斑馬魚中的富集性最大。Nallani等[18]研究發(fā)現(xiàn)，生物對環(huán)境中藥物的富集并非無止境，而是有一定的限度，當達到一定閾值時，藥物在生物體內的消解(或排出)速度與吸收速度相當，即達到富集平衡。本試驗的結果也證明稻瘟酰胺在低濃度暴露條件下，斑馬魚中的富集性要大于高濃度暴露條件。

根據(jù)《化學農(nóng)藥環(huán)境安全評價試驗準則》[8]農(nóng)藥生物富集性劃分等級標準，稻瘟酰胺農(nóng)藥屬于中等生物富集性農(nóng)藥。

綜上所述：(1)好氧條件下，稻瘟酰胺在河流與湖泊水-沉積物系統(tǒng)中農(nóng)藥總量的降解半衰期分別為169.1 d、60.3 d；厭氧條件下，河流與湖泊水-沉積物系統(tǒng)中降解半衰期分別為173.3 d、126.0 d。稻瘟酰胺在水沉積物系統(tǒng)中較難降解。(2)稻瘟酰胺在斑馬魚中的生物富集系數(shù)BCF8d達64.8～189.1，具有中等富集性。

稻瘟酰胺在水體系統(tǒng)中具有較強的穩(wěn)定性，在水-沉積物系統(tǒng)中降解半衰期長，具有一定的的生物富集性，綜合評價認為，稻瘟酰胺在地表水生物中的富集性較強，對水體生物具有潛在的污染風險性，應引起高度重視。

[1] Sasson Y. New trends in chemical structure and mechanisms of action of fungicides [J]. Phytoparasitica, 2002, 30(2): 199-217

[2] 李林, 關愛瑩, 劉長令. 防治稻瘟病的新型內吸性殺菌劑氰菌胺[J]. 農(nóng)藥, 2003, 42(7): 36-38

Li L, Guan A Y, Liu C L. A new type of systemic fungicide for control rice blast-fenoxanil [J]. Pesticides, 2003, 42(7): 36-38 (in Chinese)

[3] Kawasaki S. Rice Blast: Interaction with Rice and Control [M]. 3rd ed. Netherlands: Kluwer Academic Publishers, 2004: 1-13

[4] 喬依. 防治稻瘟病的新穎內吸殺菌劑-氰菌胺[J]. 世界農(nóng)藥, 2004, 26(2): 46-48

Qiao Y. A new type of systemic fungicide for control rice blast-fenoxanil [J].World Pesticides, 2004, 26(2): 46-48 (in Chinese)

[5] Singh R, Sunder S, Dodan D S, et al. Sources of resistance to blast and its management through chemicals [J]. Journal of Mycology and Plant Pathology, 2011, 41(3): 422-425

[6] 中國國家標準化管理委員會. GB/T 31270.8—2014化學農(nóng)藥環(huán)境安全評價試驗準則,第8部分: 水-沉積物試驗[S]. 北京: 中國標準出版社, 2014

Standardization Administration of the People's Republic of China. GB/T 31270.8-2014 Test Guidelines on Environmental Safety Assessment for Chemical Pesticides-Part 8: Degradation in Water-Sediment Systems [S]. Beijing: China Standard Press, 2014 (in Chinese)

[7] United States Environmental Protection Agency (US EPA). OPPTS 835.3180 Sediment/Water Microcosm Biodegradation Test [S]. Washington DC: US EPA, 1998

[8] 中國國家標準化管理委員會. GB/T 31270.7—2014化學農(nóng)藥環(huán)境安全評價試驗準則,第7部分: 生物富集試驗[S]. 北京: 中國標準出版社, 2014

Standardization Administration of the People's Republic of China. GB/T 31270.7-2014 Test Guidelines on Environmental Safety Assessment for Chemical Pesticides-Part 7: Bioconcentration Test [S]. Beijing: China Standard Press, 2014 (in Chinese)

[9] OECD. Guideline 305: Bioaccumulation in Fish: Aqueous and Dietary Exposure [S]. OECD, 2012

[10] United States Environmental Protection Agency (US EPA). OPPTs 850.1730 Fish BCF Ecological Effect Test Guidelines [S]. Washington DC: US EPA, 1997

[11] Global availability of information on agrochemicals. International Union of pure and applied chemistry[DB/OL]. http://sitem.herts.ac.uk/aeru/iupac/Reports/1213.htm

[12] Hilvarsson A, Ohlauson C, Blanck H, et al. Bioaccumulation of the new antifoulant medetomidine in marine organisms [J]. Marine Environmental Research, 2009, 68(1): 19-24

[13] 李磊, 蔣玫, 沈新強, 等. 苯并[a]芘在兩種海洋生物體內的富集動力學比較[J]. 中國環(huán)境科學, 2015, 35(1): 291-297

Li L, Jiang M, Shen X Q, et al. Kinetic study of the bioaccumulation of benzo[a]pyrene in two sea creature [J]. China Environmental Science, 2015, 35(1): 291-297 (in Chinese)

[14] 張瑞明, 李祥英, 陳崇波, 等. 蟲螨腈對斑馬魚的急性毒性及生物富集性[J]. 生態(tài)毒理學報, 2014, 9(3): 430-436

Zhang R M, Li X Y, Chen C B, et al. Acute toxicity and bioaccumulation of chlorfenapyr in Brachydanio rerio [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(3): 430-436 (in Chinese)

[15] Veith G D, Defoe D L, Bergstedt B V. Measuring and estimating the bioconcentration factor of chemicals on fish [J]. Journal of the Fish Research Board of Canada, 1979, 36(9): 1040-1048

[16] Franke C. How meaningful is the bio-concentration factor for risk assessment? [J]. Chemosphere, 1996, 32(10): 1897-1905

[17] 許靜, 王娜, 孔德洋, 等. 磺胺類抗生素在斑馬魚體內的生物富集性及模型預測評估[J].生態(tài)毒理學報, 2015, 10(5): 82-88

Xu J, Wang N, Kong D Y, et al. Bioconcentration of sulfonamide antibiotics in zebrafish (Brachydanio rerio ) and model prediction assessment [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(5): 82-88 (in Chinese)

[18] Nallani G C, Paulos P M, Constantine L A, et al. Bioconcentration of ibuprofen in fathead minnow (Pimephales promelas) and channel catfish (Ictalurus punctatus) [J]. Chemosphere, 2011, 84(10): 371-1377

◆

Degradation in Water-Sediment and Bioconcentration of Fenoxanil

Wu Wenzhu*, Kong Deyang, He Jian, Shan Zhengjun

Nanjing Institute of Environmental Science, State Key Laboratory of Pesticide Environmental Assessment and Pollution Control, Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China, Nanjing 210042, China

Received 8 March 2016 accepted 16 May 2016

Fenoxanil is a new type of systemic fungicide, and its environmental behavior in water has caused increased concern. Degradation in water-sediments and bioconcentration in zebrafish for fenoxanil were systematically investigated by simulation test in laboratory. The result showed that the half-times of fenoxanil in water-sediment system were 169.1 d (river system) and 60.3 d (lake system) under aerobic conditions, while these were 173.3 d (river system) and 126.0 d (lake system) under anaerobic conditions, indicating that the degradation rate was faster in lake system than in river system. In the water-sediment system, the fenoxanil is mainly found in the sediments. The bioconcentration factors (BCF, 8 d) of fenoxanil in Brachydanio rerio were between 64.8 and 189.1, showing that fenoxanil was classified as medium bioconcentration pesticide. Therefore, fenoxanil may cause pollution on water body and affect aquatic organism, due to the fact that fenoxanil has long-term retention in sediment and medium bioconcentration.

fenoxanil; water-sediment; degradation; bioconcentration

中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務專項(農(nóng)藥生態(tài)影響再評估技術研究2014-002)

吳文鑄(1983-)，男，副研究員，研究方向為農(nóng)藥環(huán)境安全評價，E-mail: wwz@nies.org

10.7524/AJE.1673-5897.20160308001

2016-03-08 錄用日期：2016-05-16

1673-5897(2016)6-223-07

X171.5

A

吳文鑄, 孔德洋, 何健，等. 稻瘟酰胺在水/沉積物中的降解及生物富集性研究[J]. 生態(tài)毒理學報，2016, 11(6): 223-229

Wu W Z, Kong D Y, He J, et al. Degradation in water-sediment and bioconcentration of fenoxanil [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(6): 223-229 (in Chinese)