環氟菌胺在土壤和水-沉積物系統中的降解研究

吳文鑄，陳全博，單正軍

環境保護部南京環境科學研究所，江蘇 南京 210042

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環氟菌胺在土壤和水-沉積物系統中的降解研究

吳文鑄，陳全博，單正軍*

環境保護部南京環境科學研究所，江蘇 南京 210042

摘要：環氟菌胺是一種新型酰胺類殺菌劑，其在環境中的歸趨備受關注。采用室內模擬試驗方法，研究了環氟菌胺在不同土壤和水-沉積物體系中的降解特性。結果表明，好氧條件下，其在江西紅壤、太湖水稻土、東北黑土中降解速率分別為0.007、0.007、0.009 d-1，降解半衰期分別為99.0、99.0和77.0 d；積水厭氣條件下降解速率為分別為0.004、0.004、0.011 d-1，降解半衰期為173、173和63.0 d。不同類型土壤中降解速率大小為江西紅壤≈太湖水稻土＜東北黑土，土壤pH值是影響環氟菌胺在土壤中降解的主要因素。好氧條件下河流與湖泊水-沉積物系統中環氟菌胺總量的降解速率分別為0.032、0.028 d-1，降解半衰期分別為21.7和24.8 d；厭氧條件下其降解速率分別為0.028、0.023 d-1，降解半衰期分別為24.8和30.1 d。河流體系的降解速率高于湖泊體系，好氧條件下降解速率高于厭氧條件。環氟菌胺在水-沉積物體系中主要存在于沉積物中，系統降解速率主要受沉積物中的降解速率影響。環氟菌胺在土壤中具有較強穩定性，進入水-沉積物系統時主要分布于沉積物中，可能會對水體和土壤環境造成一定的污染。

關鍵詞：環氟菌胺；土壤；沉積物；降解

引用格式：吳文鑄，陳全博，單正軍.環氟菌胺在土壤和水-沉積物系統中的降解研究［J］.生態環境學報，2016，25（4）:680-685.

WU Wenzhu，CHEN Quanbo，SHAN Zhengjun.Degradation of Cyflufenamid in Soil and Water-sediment System ［J］.Ecology and Environmental Sciences，2016，25（4）:680-685.

環氟菌胺（cyflufenamid）為用于防治各種作物白粉病的酰胺類殺菌劑，化學名稱為（Z）-N-［α-（環丙甲氧亞氨基）-2，3-二氟-6-（三氟甲基）芐基］-2-苯乙酰胺，結構式為：

主要用于防治各種作物白粉病，抑制白粉病菌生活史（也即發病過程）中菌絲上分生的吸器的形成和生長（馬韻升等，2005）。近年來關于酰胺類殺菌劑的研究主要集中于合成開發、檢測方法和殘留檢測方面，對于其在環境中的降解行為研究較少（楊吉春等，2008；姜宜飛等，2013；楊雯筌等，2008；楊吉春等，2015）。環氟菌胺對環境的毒性影響及其在土壤、水-沉積物等環境介質中的降解、殘留情況國內外均缺乏相關報導。土壤和水-沉積物是生態系統的重要組成部分，是眾多污染物在環境中遷移和轉化的載體、歸宿和蓄積庫，是環境化學和污染化學研究的重要內容。因此，開展環氟菌胺在不同類型土壤和水-沉積物中的降解特性研究，對其降解影響因素進行研究分析，以期為深入評價環氟菌胺的安全合理使用提供相應的生態環境資料和科學依據。

1　材料與方法

1.1試驗材料

1.1.1供試農藥

環氟菌胺原藥，純度為99.0%，環氟菌胺標準品純度為99.8%，由日本曹達株式會社提供。

1.1.2供試土壤

供試土壤樣品分別為采自黑龍江省海倫的黑土、江蘇省常熟的太湖水稻土和江西省鷹潭的紅壤，0～20 cm耕作層土壤，經風干磨細，過1 mm篩備用。按照常規方法對供試土壤進行處理和基本理化性質的測定，土壤理化性質見表1。

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

表1　供試土壤的基本理化性質Table 1 Basic properties of the studied soils

表2　供試沉積物的基本理化性質Table 2 Physical and chemical properties of sediments tested

1.1.3工作溶液配制

準確稱取0.1010 g環氟菌胺原藥于100 mL容量瓶中，用丙酮稀釋至刻度，得到1000 mg·L-1的農藥試驗溶液備用。

1.1.4儀器設備

WATERS e2695/2998液相色譜儀，PDA檢測器（WATERS，USA）；Excella E24R全溫度振蕩器（New Brunsuick Scientific，USA）；CR 22GⅡ離心機（HITACHI，JP）；Rotavapor R-210旋轉蒸發儀（BUCHI，SW）；MG-2200氮吹儀（EYELA，JP）；CLC-生態培養箱（MMM，GER）。

1.1.5試劑

二氯甲烷、丙酮、甲醇、氯化鈉、無水硫酸鈉、磷酸等，分析純（南京化學試劑有限公司，CN）；乙腈，色譜/光譜純（MERCK，GER）。

1.2試驗方法

1.2.1土壤降解試驗

采用室內培養法進行（國家質量監督檢驗檢疫總局，GB/T 31270.1─2014，2014；EPA 712-C-08-016，EPA 712-C-08-017，2008）。分別稱取20.0 g上述3種土壤于3組150 mL三角瓶中，加水至土壤含40%飽和持水量，用棉塞將瓶口塞緊，置于人工氣候箱中恒溫恒濕（25 ℃、75%）預培養2周。

好氧土壤降解：預培養2周后，分別均勻緩慢滴加0.2 mL 1000 mg·L-1的環氟菌胺試驗溶液，攪拌均勻后，加水調整含水量為飽和持水量的60%，用透氣硅膠塞將瓶口塞緊，置于人工氣候箱中避光條件下恒溫恒濕（25.0 ℃、75%）培養，定期取樣，測定土壤中環氟菌胺含量。

積水厭氣土壤降解：預培養2周后，分別均勻緩慢滴加0.2 mL1000 mg·L-1的環氟菌胺試驗溶液，攪拌均勻后，加水至土壤表面有1 cm水層，用棉塞將瓶口塞緊，置于人工氣候箱中恒溫恒濕（25 ℃、75%）培養，定期取樣，測定土壤中農藥含量。

1.2.2水-沉積物降解試驗

采用培養法進行（國家質量監督檢驗檢疫總局，GB/T 31270.8─2014，2014；EPA，OPPTS 835.3180，1998；OECD，2002）。預培養：分別稱取50.0 g（干重25.0 g）上述兩種沉積物于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）℃避光條件下預培養1周后，測定水-沉積物系統中的溶解氧和氧化-還原電位。湖泊水-沉積物系統水中溶解氧為4.15 mg·L-1，氧化還原電位為185.4 mV；河流水-沉積物系統水中溶解氧為4.31 mg·L-1，氧化還原電位電位為203.7 mV。確保兩個試驗系統均處于良好的好氧狀態。隨后，加入0.4 mL環氟菌胺試驗溶液（1000 mg·L-1）于系統中，置于人工氣候箱中恒溫（25±1）℃培養。試驗期間定期測定試驗系統水中溶解氧和氧化還原電位，當溶解氧含量較低時向水-沉積物系統持續通O230 min（流量0.1 L·min-1），保證系統處于好氧狀態，定期取樣，測定水相及沉積物中環氟菌胺含量。通O2過程中注意避免擾動沉積物。

厭氧試驗：向水-沉積物系統持續通N230 min（流量0.1 L·min-1），然后采用燃燒法去除剩余的O2，確保系統中O2基本被耗盡，用封口膜將瓶口封緊。置于常溫（25±2）℃避光條件下預培養1周后，測定水-沉積物系統中的溶解氧和氧化還原電位。結果顯示：湖泊水-沉積物系統氧化-還原電位為-103.3 mV；河流水-沉積物系統氧化-還原電位為-102.8 mV。確保系統處于較強的厭氧狀態。隨后加入0.4 mL環氟菌胺試驗溶液（1000 mg·L-1）于系統中，置于人工氣候箱中恒溫（25±1）℃培養。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），以確保系統始終處于厭氧狀態，定期取樣，測定水相及沉積物中環氟菌胺含量。通N2過程中注意避免擾動沉積物。

1.2.3樣品提取與測定方法

沉積物樣品提?。翰杉囵B水-沉積物樣品，倒出全部的水相，在沉積物相中加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1次，合并提取液，于旋轉蒸發儀上蒸干丙酮。倒入250 mL分液漏斗中，加入30 mL二氯甲烷，振蕩提取，靜置分層后，收集有機相；水溶液再用20 mL二氯甲烷萃取1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。

土壤樣品提取：采集三角瓶中培養土壤樣品，直接加30 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1次，合并提取液，于旋轉蒸發儀上蒸干丙酮。倒入250 mL分液漏斗中，加入30 mL二氯甲烷，振蕩提取，靜置分層后，收集有機相；水溶液再用20 mL二氯甲烷萃取1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?。簻蚀_稱取80 mL水樣，倒入250 mL分液漏斗中，加入30 mL二氯甲烷，振蕩提取，靜置分層后，收集有機相；水溶液再用20 mL二氯甲烷萃取1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。

HPLC測定條件：色譜柱4.6×250 mm 5 μm SymmetryTMRP18柱；柱溫25 ℃；流動相：V（乙腈）∶V（0.1%磷酸水）=70∶30，流速1 mL·min-1；進樣量20 μL；檢測波長210 nm。上述條件下，環氟菌胺的保留時間為9.2 min。

方法回收率與最低檢測濃度：當沉積物中標樣溶液的添加水平為1.00～10.0 mg·kg-1時，平均回收率為81.7%～86.0%，相對標準偏差（RSD）為2.60%～5.10%；當土壤中標樣溶液的添加水平為1.00～10.0 mg·kg-1時，平均回收率為77.4%～89.0%，相對標準偏差（RSD）為2.90%～4.80%；水中添加水平為0.50～10.0 mg·L-1時，平均回收率為82.4%～88.2%，RSD為4.20%～4.60%。在上述色譜條件下，環氟菌胺儀器最小檢出濃度為0.05 mg·L-1，土壤最小檢測濃度為0.05 mg·kg-1，水中最小檢測濃度為0.01 mg·L-1。

1.2.4數據處理

2　結果與討論

2.1環氟菌胺在土壤中的降解特性

2.1.1不同類型土壤中的降解動力學

目前，國內外在農藥殘留定量描述的研究中，多采用Hamaker（1972）提出的一級動力學模型來描述，一級動力學模型模擬了農藥降解的線性動力系統，從總體上定量描述了農藥隨時間變化呈指數降解的一般規律。由表3可知，環氟菌胺在江西紅壤、太湖水稻土和東北黑土中的降解動態較符合一級動力學方程。好氧條件下，江西紅壤、太湖水稻土和東北黑土中的降解半衰期分別為99.0、99.0、77.0 d；積水厭氣條件下降解半衰期分別為173、173、63.0 d。降解速率次序為江西紅壤≈太湖水稻土＜東北黑土。

表3　環氟菌胺在不同類型土壤中的降解動力學Table 3 Degradation kinetics of cyflufenamid in different soils

好氧條件和積水厭氣條件下環氟菌胺在不同土壤中的降解動態見圖1。由圖1可知，江西紅壤和太湖水稻土在不同條件具有相似的降解規律，其中在好氧條件下降解半衰期均為99.0 d，在積水厭氣條件下為173 d。同時，在東北黑土中的降解速率均快于江西紅壤和太湖水稻土中。環氟菌胺在偏堿性、有機質含量較高的東北黑土中降解最快，在有機質含量較低的太湖水稻土與江西紅壤中降解較慢。

2.1.2土壤理化性質對降解作用的影響

本研究將環氟菌胺在江西紅壤、太湖水稻土和東北黑土中的降解半衰期與土壤有機質含量、pH值等數值進行單因子線性回歸分析，結果見表4。

由表4可見，環氟菌胺在土壤中的降解半衰期與土壤pH值的線性相關系數為0.963（好氧）和0.963（厭氧），兩者間呈現較好的正相關性，土壤pH值對環氟菌胺在土壤中的降解有比較顯著的影響。土壤有機質與半衰期之間的相關性為0.780、0.780。避光條件下，農藥在土壤中的降解主要有兩個方面的作用，一是農藥在土壤中的化學降解，一是微生物降解（劉維屏，2006）。農藥在土壤中的降解不僅取決于該農藥本身的性質，而且還與土壤的理化性質有關。土壤質地、土壤有機質含量和土壤通氣性等是影響土壤中酰胺類除草劑降解的一類重要因素。有機質含量是土壤微生物的碳源，有機質豐富能促進微生物活動而加速農藥的降解。微生物降解是農藥在土壤中降解的重要途徑之一，對酰胺類除草劑也不例外。研究發現土壤微生物是影響乙草胺降解的主要因素，有利于土壤中微生物生長的環境因素，如偏堿的土壤、較高的環境溫度和土壤濕度等，對土壤中乙草胺的降解有促進作用（朱九生等，2004）。David et al.（1991）、孔德洋等（2012）對毒草胺的微生物降解研究結果表明，毒草胺在微生物的作用下，其氮與芳香環之間的化學鍵容易斷裂，從而成為微生物的唯一碳源和能量。金明姣等（2016）發現土壤中辛菌胺的降解速率隨土壤有機質含量增多而加快。

2.2環氟菌胺在水-沉積物中的降解特性

農藥在水-沉積物系統中的降解作用，是影響農藥在水生態系統的行為特性和歸趨的重要因素。本試驗選擇在我國河網地區具有代表性的水-沉積物系統，在好氧與積水厭氣條件下，測定了環氟菌胺在水-沉積物系統中的降解作用，為評價該農藥生態環境的安全性提供了相應的科學資料。

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，環氟菌胺在好氧與厭氧條件下的降解試驗結果見表5。

圖1　環氟菌胺在不同類型土壤中的降解曲線Fig.1 Degradation curves of cyflufenamid in different soils

表4　土壤理化性質對環氟菌胺土壤降解的影響Table 4 Degradation of cyflufenamid in different soils

表5　環氟菌胺在不同類型水-沉積物中的降解特性Table 5 Degradation kinetics of cyflufenamid in different soils

由表5可見，環氟菌胺在河流和湖泊水-沉積物系統中的降解均較符合一級動力學方程（r=0.978-0.995）。好氧條件下，環氟菌胺在河流與湖泊水-沉積物系統中的降解半衰期分別為21.7、24.8 d（k=0.032、0.028 d-1），厭氧條件下，環氟菌胺在河流與湖泊水-沉積物系統中降解半衰期分別為24.8、30.1d（k=0.028、0.023 d-1），好氧條件下的降解速率快于厭氧條件，好氧菌更利于環氟菌胺的降解，這一結果與土壤降解中所得結果基本一致；不同類型水-沉積物系統中的降解半衰期相差不大，河流系統中的降解速率略快于湖泊系統。這一結果與在土壤中的降解規律一致，沉積物中有機質含量越高，降解速率將越快。微生物降解是沉積物中環氟菌胺消解的主要途徑，而沉積物的微生物活性是影響環氟菌胺降解速率的主要因素。

2.2.2環氟菌胺在水-沉積物系統中的分布趨勢

水-沉積物系統是多種營養物、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出來，成為水體再次污染的污染源。因此，研究環氟菌胺在水-沉積物系統中的分布情況及行為特征極為重要。本試驗分別測定了環氟菌胺在水-沉積物系統中的各相（水體、沉積物相、水-沉積物系統）濃度變化，結果見圖2。

圖2　環氟菌胺在水-沉積物系統中的降解動態Fig.2 Degradation of cyflufenamid in water-sediment system

由圖2可見，在好氧與厭氧條件下，河流和湖泊水-沉積物系統中的環氟菌胺均可較快地由水相向沉積物相富集。從沉積物中農藥含量變化曲線來看，沉積物中的含量變化趨勢呈現先快速升高再逐漸下降的峰形形狀，最大落點均處于17 d，推測環氟菌胺在17 d前的主要作用力為沉降/吸附過程，而隨后則主要是釋放或消解過程。水相中環氟菌胺含量變化主要呈現快速消解下降趨勢。水-沉積物系統中環氟菌胺的降解趨勢與沉積物中降解趨勢相接近，說明環氟菌胺在水-沉積物系統中的降解主要受沉積物中的農藥濃度變化影響，而水相對整個水-沉積物系統中農藥降解的影響不顯著。

3　結論

（1）好氧和積水厭氣條件下，環氟菌胺在江西紅壤和太湖水稻土兩種土壤中的降解速率接近，而東北黑土在這兩種條件下的降解速率明顯快于江西紅壤和太湖水稻土，降解速率排序為：江西紅壤≈太湖水稻土＜東北黑土。

（2）環氟菌胺在好氧條件下的水-沉積物中降解速率較厭氧條件下更快；同時河流水-沉積物系統中的降解速率快于湖泊水-沉積物系統；水-沉積物系統中的降解主要受到其在沉積物中降解速率的影響。

（3）環氟菌胺在所選的3種土壤中具有較強穩定性，進入水-沉積物系統時主要分布于沉積物當中，可能會對水體和土壤環境造成一定的污染影響，應引起環境管理部門的關注，并建議對其使用和殘留情況進行跟蹤與監測。

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Degradation of Cyflufenamid in Soil and Water-sediment System

WU Wenzhu，CHEN Quanbo，SHAN Zhengjun*
Nanjing Institute of Environmental Sciences，Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China，Nanjing 210042，China

Abstract：Cyflufenamid is a new type of amide germicide，and its environmental behavior has caused increased concern.Biodegradation of cyflufenamid in soils and water-sediments were systematically investigated through simulation test in laboratory.The results showed that the degradation rates of cyflufenamid in soils were 0.007，0.007，0.009 d-1under aerobic conditions，the half-times of cyflufenamid degradation were 99.0，99.0 and 77.0 d，respectively.The degradation rates in soils were 0.004，0.004，0.011 d-1under water anaerobic conditions，the half-times were 173，173 and 63.0 d，respectively.The degradation rate of cyflufenamid in different soils were in the order of Jiangxi red soil≈Taihu paddy soil ＜ Northeast black soil.The pH of soils was the main factor influencing degradation rate.In water-sediment system the degradation rates of cyflufenamid were 0.032 d-1（river system），0.028 d-1（lake system） under aerobic conditions，the half-times were 21.7 and 24.8 d，respectively.The rates under anaerobic conditions were 0.028 d-1（river system），0.023 d-1（lake system），while the half-times were 24.8 and 30.1 d.It was demonstrated the degradation rate was faster in river system than in lake system，and was faster in aerobic conditions than anaerobic conditions.Because cyflufenamid have long-term retention in sediment and soil，and more attention should be paid to their residues in the environment.

Key words：cyflufenamid； soil； sediment； degradation

DOI：10.16258/j.cnki.1674-5906.2016.04.018

中圖分類號：X131.2； X131.3

文獻標志碼：A

文章編號：1674-5906（2016）04-0680-06

基金項目：國家科技重大專項（2015ZX07203-007-001-02）

作者簡介：吳文鑄（1983年生），男，副研究員，碩士，主要從事農藥環境安全評價研究。Email:wwz@nies.org

*通信作者。Email:sszjnies@163.com

收稿日期：2016-02-08