（农药学专业论文）除草剂乙氧呋草黄对映体土壤中环境行为研究.pdf

摘要 本论文在实验室条件f ，以批量平衡法研究乙氧呋草黄七壤- | 吸“ 特性，采崩j 二壤薄层层析法 研究乙氧呋草黄在土壤中淋溶作用，在室内模拟条件下测定了乙氧呋草黄对映体在土壤中的降解行 为。文中利用高效液相色谱手性周定相法对乙呋草黄对映体进行分离和检测。 乙氧呋草黄在土壤中的吸附遵循h e r r y 吸附等温方程式，相关系数为0 9 0 8 0 ，9 9 3 。有机碳吸 附常数k 。平均值为5 9 8 ，9 2 ，属于弱移动性农药。乙氧呋草黄在士壤中比移值r r 为0 1 2 0 0 1 6 1 ，为 不易移动农药，其结果与吸附结果相符。乙氧蚨草黄在土壤中的降解遵循一级反廊动力学关系，其 相关系数为0 8 0 1 0 9 7 1 。在所试验几种土壤中，乙氧呋草黄降解半衰期t w 从2 8 5 到69 6 周不等。 实验结果表明，乙氧呋草黄两对映体在几种土壤中的吸附、淋溶环境行为与土壤有机质含量之 间存在密切的联系。土壤有机质含量越高，乙氧呋草黄在土壤中吸附- 眭就越强，淋溶性就越弱。即 土壤有机质含量与吸附性呈正相关，与淋溶性呈反相关。降解半衰期与土壤有机质含量关系不明显。 腐植酸的加入，对乙氧呋草黄两对映体的吸附、淋溶和降解同时产生影响。加入腐植酸后，乙 氧呋草黄在土壤中吸附性增强，淋溶性减弱，降解加快。 本论文中在实验室条件下，乙氧呋草黄在所试验的土壤中未表现出环境行为选择性，即在吸 附、淋溶、降解过程中，两对映体几乎不存在对映体差异性。 关键词：乙氧呋草黄对映体，吸附，淋溶降解 a b s t r a c t i nt h i sd i s s e r t a t i o n ，i nt h el a b ，b a t c he q u i l i b r a t i o nm e t h o dw a su s e dt os t u d ya d s o r p t i o np r o c e s so f e t h o f u m e s a t e t h el e a c h i n gp r o c e s sw a ss t u d i e db ys o i lt h i nl a y e rc h r o m a t o g r a p h y t h ed e g r a d a t i o no f e t h o f u m e s a t ew a ss t u d i e du n d e rc o n t r o l l e dc o n d i t i o nb yr o o m s i m u l a t i n gm e n s u r a t i o nm e t h e d ，h p l c c s p w a su s e dt or e s o l v ea n dd e t e r m i n ee t h o f u m e s a t ee n a n t i o m e r s t h ea d s o r p t i o np r o c e s so fe t h o f u m e s a t ei ns o i l sc o n f i r m e dt oh e r r ya d s o r p t i o ne q u a t i o n c o r r e l a t i o n f a c t o r sw e r ef r o mo 9 0 8t o0 9 9 3 t h ea v e r a g eo fk o cw a s5 9 8 9 2a n de t h o f u m e s a t eb e l o n g st oo n eo fw e a k m o v i n gp e s t i c i d e s i ns o i l s r ew a sf r o m0 1 2 0t o0 1 6 1 a n de t h f u m e s a t t ei sl i a b l et ow e a k - m o v i n g t h e r e s u l ta c c o r d e dw i t ha d s o r p t i o nr e s u l t e t h o f u m e s a t ed e g r a d a t i o ni n s o i l sf o l l o w e df i r s to r d e rr e a c t i o n k i n e t i ce q u a t i o na n dc o r r e c t i o nf a c t o r sw e r ef r o m0 8 0 1t o0 9 7 t ，t 1 f 2 so f e t h o f u m e s a t ew e r ef r o m2 8 5t o 69 6 w e e k s i ns o i l s ， t h er e s u l t si n d i c a t e dt h a ta d s o r p t i o na n dl e a c h i n go f e t h o f u m e s a t ew e r er e l a t e dt oo m w h e no m i n c r e a s e d ，a d s o r p t i o ni n c r e a s e dw h i l el e a c h i n gd e c r e a s e d t mw a s n o tr e l a t e dt oo m ，w h i c hi n d i c a t e d t h a tt h e e d e g r a d a t i o np r o c e s sm i g h tn o tb eb i o l o g i c a l b u tb ec h e m i c a l e n v i r o n m e n t a lb e h a v i o ro f e t h o f u m e s a t ee n a n t i o m e r sc h a n g e da f t e rh a sw e r ea d d e dt o s o i l sa tt 1 1 es a m et i m e t h er e s u l t sw e r e ： a d s o r p t i o ni n c r e a s e d ，l e a c h i n gw e e k e n e da n dd e g r a d a t i o nd e c r e a s e d ， i na d d i t i o n ，ac o n c l u s i o nw a sd r a w n ：e n v i r o n s e l e c t i v i t yo f e t h o f u m e s a t ed i d n to c c u li nt h ep r o c e s so f a d s o r p t i o n ，l e a c h i n ga n dd e g r a d a t i o n ，e t h o f u m e s a t ee n a n t i o m e r s d i d n ts h o w e n v i r o n s e l e c t i v i t y k e y w o r d s ：e t h o f u m e s a t ee n a n t i o m e r s ，a d s o r p t i o n ，l e a c h i n g ，d e g r a d a t i o n i l 独创性声明 y 6 5 9 6 12 本人声明所呈交的论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。 尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰 写过的研究成果，也不包含为获得中国农业大学或其它教育机构的学位或证书而使用过 的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并 表示了谢意。 研究生签名：务矽晚y 时问：似叫哗月如日 关于论文使用授权的说明 本人完全了解中国农业大学有关保留、使用学位论文的规定，即：学校有权保留送 交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅，可以采用影印、缩印或扫描等复制手 段保存、汇编学位论文。同意中国农业大学可以用不同方式在不同媒体上发表、传播学 位论文的全部或部分内容。 ( 保密的学位论文在解密后应遵守此协议) 研究生签名：巧b 煎形 时间：伽桦年稠如目 导师签名：彻之 j 时问：d 心年参月0 口日 生域盛j ! 叁耋蚣! 芏位论苤 缝监 第一章绪论 1 1 手性农药的应用研究进展 1 1 1 手性农药对映体与生物活性关系 自然界中普遍存在着手性现象。如果从分子水平观察，核酸含有d 一核糖及d 一脱氧核糖，组 成蚩闩质生物酶的氨基酸全是l 一型的，组成细胞膜的磷脂具有l 一3 甘油磷酸的立体结构，而作为 能量代谢基质的葡萄糖，也是以d 一型存在的。 许多有生物活性的农药分子是有手性的。一般来说手性农药作用于生物体时，对映体之间的 差异不仅表现在生物活性，而且表现在生物体内的吸收、转换、代谢以及消去等方面。仅就对映 体与生物活性关系来讲，可归结为如下四类： ( 1 ) 一个对映体有活性而另一个对映体无活性或活性极低。例如溴氰菊酯，有3 个手性中心， 8 种对映体。其中 ( 1 r ，3 s ) 一顺式一d s 体活性最强， ( 1 r ，3 s ) 一顺一一r 稍有活性而其他六种全无 活性。另外苯氧羧酸酯类的毗氟禾草灵、吡氟氯禾灵、喹禾灵、恶唑禾草灵以及三唑类杀菌剂中 的戊唑醇等也属于此类。 ( 2 ) 两个异构体之间活性差异不大( 在几倍至十倍以内) 。如有机磷中的乙酰甲胺磷、马拉 硫磷，杀菌荆中的甲霜灵和除草剂中的千金( 即氰氟草酯) 都属此类。杀菌剂甲霜灵的生物活性， 体内( r ) 一体较( s ) 一体要强3 1 0 倍，但在体外要强1 0 0 倍之多。 ( 3 ) 两对映体几乎有同样生物活性，例如三唑醇。有研究发现，( i s ，2 s ) 具有最强杀菌活性， 其余杀菌活性由强到弱顺序为( 1 r ，2 r ) ，( 1 r ，2 s ) ，( 1 s ，z r ) ，但活性差异较小。对于高活性来 说，( 2 r ) 一结构是必要条件。 ( 4 ) 对映体具有不同类型的生物活性，例如异丙甲草胺、烯效唑、多效唑和丙环唑。除草剂 异丙甲草胺有一个手性中心和一个手性轴，存在4 个异构体。研究发现，具有( 1 7 s ) 绝对构型 的两个晃构体具有除草活性，丽具有( 1 r ) 构型的另外强神异构体却具有杀菌活性。 1 1 2 手。陛农药的重要性 随着生命科学和有机立体化学的发展，平性农药受到越来越广泛的关注。据统计，目前有商 业用途的6 5 0 多种农药中，其中有1 7 0 多种具有手性。而在这1 7 0 多种中，又有3 0 多种手性农 药具有重要的商业性“1 。( m 表1 ) 表1商业化的重要手性农药 除草剂系虫剂系茁剂 2 4 一滴阳酸酯氟氯氰菊酯粉唑醇 2 甲4 氧两酸醅氯氰菊酶内耳唑 草铵磷溴氰菊酯戊唑醇 毗氟未草是氰戊菊酯三唑醇 毗氟氯禾灵马拉硫磷丁苯吗啉 喹禾是阿维菌素环唑醇 烯禾定氟虫腈 烯草酮乙酰甲胺磷甲霜是 咪草酯 咪草烟 灭草喹 异丙甲草胺 那么，是什么力量推动着手性农药的芨展呢? 最关键的是环境因素。由于消旋体中有一个或 一些异构体无生物活性或活性很小，如果使用消旋体，则将有一半甚至更多无用之物散布田问。 影响环境。为此挪威和瑞士已制定法规，撤消了苯氧羧酸酯消旋混合物的登记使用，同时批准单 一异构体产品的登记使用。其次，使用单一异构体，可延长农药的专利寿命。手性农药最初以消 旋体申请专利，分离出单一异构体后，其生物活性优于消旋体且毒性改善，可再获得专利。或者 也可通过单一异构体生产工艺中间体的制各t 艺来延长专利寿命。此外，贸易和效益也是重要 的因素。丈部分的单一异构体在农业上的使用，可以较消旋体增加近一倍的使用面积，弗且可以 节省包装运输储存等费用，如果采用合适或先进的工艺路线生产单一异构体，假如原料和中间体 价格、消耗较生产消旋体相差不多，则生产单一异构体将显示出明显的经济效益。 综上所述。简而言之，单一异构体手性农药具有药效高、用药量省、三废少、对作物和环境 生态更安全、相对成本低、市场竞争力强等优点，因此近年来手性农药单一异构体的生产得到了 普遍的发展”。 1 1 3 手性农药的拆分方法 制备单一手性农药通常有以下两条途径：一是消旋体拆分，二是定向合成。消旋体拆分具体 分为生物酶法、成盐重结晶法、非手性衍生物分离法、优势结晶法、物理机械分离法、色谱分离 法等。 在分离手性化合物时，色谱法与经典方法相比有明显的优势，可满足多种条件f 对映体分离 测定要求，如制各规模的分离，快速定性定量分离分析和微量测定，因此手性色谱法已经成为对 映体分离最为有效和常用的方法。 手性农药的分离，有两种基本策略：构建手性分离环境；手性消除。色谱法手性气相色谱、 2 手性高设液相色谱、手性超临界流体色谱”、手性电泳”等技术都已经广泛庵用于手性农药的色 谱分离。手性消除是让对映异构体与手性试剂进行化学反应，使之转化成非对映异构体，这样就 可以通过普通色谱进行分离了。但是手性消除反应需要昂贵的手性反应试剂，且产物手性无法恢 复，所以多数人不愿采用这种方法来进行手性分离，而是改用构建手性环境的方法。将手性物质 引入色谱体系，作为流动相或者固定相的一部分，通过手性识别作用达到迁移差异目的，从而实 现手性分离。 1 1 4 高效液相色谱手性分离 h p l c 手性分离的应用已经非常广泛，已成为对映体拆分的一种非常重要的手段。高效液相色 谱在拆分对映体时通常有3 种方法：( 1 ) 利用手性试剂与被拆分物进行衍生化反应生成非对映异 构体，从而可被传统的非手性h p l c 所拆分；( 2 ) 在流动相中加入手噬添加剂，利用非手性固定 相h p l c 进行拆分；( 3 ) 利用手性固定相( c s p ) h p l c 进行拆分”1 。刘晶总结了色谱法对手性农药 进行拆分的部分文献报道，从中可以得出结论，c s p - h p l c 法是目前应用最为j “泛且最为有效的手 性农药拆分方法。 c s p h p l c 法之所以能拆分对映体，是因为在手性固定相与消旋体相互作用时，其中一个对映 体与固定相生成不稳定的短暂的对映体复合物，造成在淋洗时保留时间不同，从而达到分离的目 的。手性固定相般可分为以下几类：( 1 ) 手性聚合物键合固定相。主要分为天然聚糖衍生物( 纤 维素、淀粉衍生物”等) 与合成手性聚合物( 三苯甲基丁烯酸酯等) 两类。多糖类手性固定相载 样量大，拆分能力很强，具有良好的稳定性，其手性空腔适用于许多光学异构体，尤其是芳香族 化合物的拆分。纤维素衍生物手性固定相对醇、酮、酯、杂原子化合物( 包括含硫、磷的农药) 、 金属有机化合物及有机手性中间体都有手性识别能力”。目前已经被广泛且已有多种商品化的 多糖类手性固定相手性柱出售，且被广泛应用于医药、生化、农药、有机中间体等的拆分( 商品 化的部分多糖类手性固定相见附表2 ) 。( 2 ) 蛋白质及糖蛋白键合固定相。蛋白质独特的一、二、 三级结构在手性识别过程中有着非常重要的作用。尤其是三级结构所形成的疏水沟槽对非对映体 配合物的形成是十分重要的“”。( 3 ) p i r k l e 型。这是通过共价键连接一个单分子层的有机分子到 机械性能良好的载体( 例如硅胶) 上而制得的手性固定相”。( 4 ) 大环类。这类手性固定相是 将一个手性的大环分子键合或者涂敷到硅胶表面而制得。大环分子包括手性冠醚、环糊精( c d ) 和大环抗生素等。( 5 ) 分子印迹类。自从1 9 9 1 年报道了b 一受体阻滞类药物的对映异构体在 k t i p s h p l c 上得到拆分后，许多手性分子，包括药物、肽和核酸相继得到了拆分，最近奈普生等 抗炎类药物也在分子印迹手性固定相上得到了拆分“”。 3 尘国丛业厶芏蝤土堂位监窑 绪论 4 在上表所列的手性固定相中，c h ir a lc e lo d 手性柱拆分能力尤其高。据报道，5 1 0 种用 c h i r a l c e lo d 拆分的光学物质中，有2 2 9 种可以达到完全分离，8 6 种可以部分分离。本论文采 用c h i r a l c e lo d 拆分分析对象除草剂乙氧呋草黄，在所使用的流动相条件f ，两对映体可完全 分离。 1 2 农药在土壤中环境行为研究 1 21 农药土壤中环境行为概述 化学农药污染土壤的主要途径是：直接对十壤消毒，或以拌种、浸种和毒谷形式施八土壤； 向作物喷施农药时，农药大部分落入土壤，附着于作物上的农药也因风欧雨淋或随落叶而输入土 壤；大气中悬浮的农药颗粒物或吸附有农药的尘埃，通过干沉降或随雨、雪沉降到土壤中：引用 被农药污染的污水灌溉，或施用为农药污染的污泥，将农药输入土壤1 1 。 农药的环境行为是农药在环境中发生的各种物理和化学现象的统称，包括农药的吸附性、移 动性、挥发性、光降解、水解、壤降解等。土壤是最重要的环境对象之一，它在地球上构成一 个特殊的生物地质化学外壳，成为生物圈最重要的组成部分。因此，研究农药在土壤中的行为和 它们对各种生物的影响以及农药在土壤生物和其他因素影响卜的代谢过程具有重要的意义。研究 农药与土壤组分的相互作用，探索农药的环境行为及其对生态产生的远近期，由此提供根据土壤 理化特性优选农药的基础数据，这不仅对农药的正确使用给予理论指导，而且可对农药的污染规 律及危害性有更深刻的了解，为采取防治措施提供科学依据”。 农药进入后可与土壤中的物质发生一系列化学、物理化学、生物化学过程表3 列出了农药 在土壤中的环境行为： 亵3 农药在土壤中的环境行为 扩散：以汽态或非汽态发生在溶液中汽渡或汽固界面上。 迁移 质流：由水或土壤微粒或两者共同作用引起农药流动。 吸附：主要吸附于粘土矿物和有机质表面。 植物吸收：吸收后累积于植物体内或被植物体代谢。 降解：光化学降解、化学降解、生物化学降解。 许多因素可以影响农药在土壤中的行为( 影响化学农药在土壤中行为的各种因素列于表4 ) 。 其中农药本身的结构和理化特性、土壤结构和性质以及环境因素，对农药在土壤中的迁移、转化 和归宿影响最大，它们将最终影响到农药的环境后果。 6 表4 影响化学农药在土壤中行为的因素 结构及化学性质，影响吸附、移动及化学反应性能 蒸汽肤影响挥投性 农药率身理化性质 水溶解度影响吸附性移动性与富集性 分配系数。影响水相及有机相间分配和在生物体内蓄积能力 土壤结构影响扩散和挥发 粘土含量影响吸附 金属离子台量，影响非生化反应速率 土壤性质 冉机质含量，影响吸附、微生物种类与数量，间接影响生化降解 p h 值，影响化学醛解和微生物降解速度 离子交换容量，影响淋溶过程 微生物种类、数量。影响微生物降解 温度、湿度，影响化学降解和生物降解 日照情况。影响光化学分解 环境性质耕作方式，影响土壤结构，间接影响挥发、扩散等物理变化 作物种植，影响因植物吸收而造成的消失速度 灌水与否影响光分解与生物降解 1 2 2 农药在土壤环境中的吸附作用 吸附是农药与土壤环境之间相互作用的一个主要过程，它直接或间接影响着其他过程。进入 土壤的农药，可以通过物理吸附、化学吸附、氯键结合、配位键结合等形式吸附在土壤颗粒的表 面。 1 2 2 1 土壤中农药吸附作用机理 士壤对农药的吸附作用可能的机理有以下几种”： ( 1 ) 离子交换吸附这种吸附是以离子键相结合的。阳离子型农药( 在土壤溶液中以阳离子 态存在或通过质子化获得正电荷的化合物) 易与土壤粘土矿物和有机质上的阳离子起交换作用而 被吸附。如联苯吡啶类阳离子除草剂，敌草快和对草快等能与有机质和粘土矿物上的羰基和酚羟 基上的阳离子交换，而被土壤吸附；有些农药分子中的官能团( 一o h 、一n i i ：、- n i _ r 、c o o r ) 解离 时产生负电荷，成为有机阴离子，则被正电荷的铁、铝水合氧化物胶体吸附。 ( 2 ) 配位体交换吸附这种吸附作用的产生，是由于农药分子置换了个或几个配位体。发 生交换的必要条件是农药分子比被置换的配位体具有更强的配位能力在土壤及其组成( 如氧化 物及水化物) 中，可进行交换的配位体，通常是结合态水分子。配位型结合，对农药在土壤中的 行为，归宿至关重要。某些农药分子配位体可与粘矿物上各种金属形成配位化合物。如杀草强 和2 ，4 - d 被蒙脱石的吸附，以及利谷隆和野麦畏与土壤中可交换配位体间的吸附，都是这种机理。 ( 3 ) 氢键结合当农药分子和土壤组分具有一n h 、一o i 或0 、n 原子时形成氢键。即氢原子在两 7 个带负电荷的原子之间形成桥，其中。个原子与氢原子共价结合，而月。个原子与氢靠静电力结 台。氯键结合是非离子型极性农药分子与粘土矿物和有机质之间最普遍的一种吸附方式。农药分 子可与粘士矿物表面氢原子或边缘羟基或：t 壤有机质的含氧和胺基以氢键相结合。有些交换性阳 离子与极性有机农药分子，还可以通过水桥以氢键结台。 ( 4 ) 范德华引力吸附范德华引力是由几种短程偶极矩相互作用产生的。对大分子而言，范 德华引力可形成相当大的引力。蒂离子型、非极性或弱极性农药分子与土壤闯的吸附作用，主要 是由范德华引力产生的。如土壤有机质剥茜维因、毒莠定、对硫磷的吸附，都属于范德华引力分 子吸附。 ( 5 ) 疏水性结合农药的非极性或弱极性基团与土壤有机质分子的疏水部分相结合而被吸 附。土壤有机质中的疏水性物质，类脂化台物等可能是这种吸附的吸附点。基于这种机理产生的 农药吸附不受十壤p h 值和土壤水分的影响。例如d d t 和其他有机氯农药及苯脲类农药在土壤有 机质非极性部分或其包裹着的僧水性分子上的吸附属丁该类型。 ( 6 ) 电荷转移当电子从一个富电子给予体转移到一个缺电子接受体时，两者间产生静电引 力，形成电荷转移型配合物。含有电子或未成对电子结构的分子能产生这种结合。电子转移作 用只能在近距离粒子间发生。甲硫基三氮苯，在土壤有机质上的吸附属于这种结合。 1 222 土壤中农药吸附作用影响因素 土壤对农药吸附能力的强弱，主要决定于农药的性质、土壤的性质以及相互作用的条件。 化学农药本身的结构、电荷特性及水溶性是影响土壤对它吸附的主要因素。有关研究指出， 农药分子中有四个结构因子影响其吸附性：( 1 ) 官能团的性质。农药分子中存在某些官能团，如 一n h 2 、一o h 、一n h r 、- c o n h 2 、- c o o r 、一n + 等有助于增强吸附性作用。其中以带一n h 2 的化合物吸 附性最强。( 2 ) 取代基的性质，能改变农药的吸附行为。( 3 ) 取代基的位置，能加强或阻碍分子 间的键合。( 4 ) 不饱和键的存在和数量，影响农药分子的亲水和疏水特性，从而影响农药与土壤 组分之间的亲和力。 在土壤中能解离成离子态的农药，其电荷相对较强，易发生吸附：极性分子中，由电子不均 匀分布产生的电荷相对较弱，产生的吸附作用相对也较弱。碱性农药在p h 值小于其p k b 值时， 能发生质子化，而具有阳离子交换能力。而酸性农药，在p h 值大于其p k a 值时，则解离成阴离 子，吸附在带正电荷的土壤胶体表面。苯环中电子能产生暂时性极化，这种芳香基团增加时， 中性分子在带电土壤表面的吸附性也增强。 在同一类型的农药中，农药的相对分子量越大，挥发性越小，被吸附的能力越强；农药在水 中的溶解度越小，憎水性越强，被土壤有机胶体吸附量越大。 就土壤而言，影响因素主要是土壤粘粒和有机质的种类、含量及组成特征。这些物质通过电 荷特性或通过含氧、含氮、含硫的官能团，或者通过巨大的比表面对农药进行吸附。据研究，土 壤有机质和各种粘土矿物对非离子型农药吸附能力有如f 趋势：有机质 蒙脱石 伊利石 高岭石。 即土壤有机胶体对农药吸附能力比粘土矿物更强。许多农药，如林丹等大部分吸附在有机胶体上。 而土壤的质地和土壤有机质含量对农药的吸附具有显著影响。土壤腐殖质对有机磷农药( 如马拉 硫磷) 的吸附能力比钾蒙脱石大约7 0 倍。腐殖质能够吸附水溶性差的农药，如d d t 。因此，土壤 8 腐殖质含量越高，吸附有机氯农药的能力越强。在一般矿物质土壤中，矿质胶体与有机胶体大部 分呈复台胶体存在，既具有粘粒结构也具有有机质特性，因此具有高的生物和非生物活性。近年 研究发现，吸附性农药可在土壤表层和深层剖面中同时检出，认为这些农药可能是通过分配作用， 溶解在土壤有机组分中，随着土壤溶液的移动而迁移至十壤的不同层面 2 。 12 2 3 农药在土壤中吸掰性测定 农药在土壤中的吸附性可以采用振荡平衡法”。2 、搅拌淋洗法、土壤柱淋洗法、水一正辛醇分 配系数法来测定。本文采用振荡平衡法对乙氧呋草黄对映体吸附性进行研究，p 面详述振荡平衡 法。 将农药溶解于0 o l m o l l c a c l 。水溶液中，对难溶于水的农药，可用少最有机溶剂助溶。将准 备好的土壤与药液按一定水土比，在2 5 0 c 恒温条件下振摇2 4 小时达到平衡后，测定清液中农药 含量，求得吸附常数。 土壤对农药的吸附作用，通常用f r e u n d i s h 等温吸附方程式定量描述。其表达式为： s = k c 7 1 式中：s - - 吸附平衡时吸附在土壤颗粒上的农药浓度，m g k g ： c - - 吸附平衡时溶液中农药的浓度，m g l ； k - - 吸附常数； 1 3 - - 常数。 i n 反映吸附量与平衡浓度之间的非线性关系，吸附常数k 值，表示土壤对农药的吸附程度。 在l n 值相近和浓度相同的条件下，k 值可作为比较农药在不同吸附剂表面吸附性大小的指标。k 值和1 n 可以通过计算或作图求得。 非离子性有机农药在土壤中的吸附，主要通过溶解作用而进入土壤有机质中，这种吸附符合 线性等温吸附方程即h e n r y 方程。h e n r y 型等温吸附方程表达式为： s = k c 式中：s - - 每克土壤吸附农药的量，m g k g ； c - - 吸附平衡时溶液中农药的浓度，m g l k - - 吸附常数。 1 2 3 农药淋溶作用 农药的淋溶是农药随渗透水沿土壤剖面垂直向下的运动，是通过渗透水的作用而带动的运 动。施用在田间的大量农药可以通过淋溶作用渗透到地下水，从而造成地下饮用水源的污染。农 药可直接溶于水中，也能悬浮于水中或吸附于土壤固体微粒表面，随渗透水在土壤中沿土壤垂 9 呈垦尘垦；兰! 些兰兰垡笙塞：一：= ：一一： 一堑笙 直剖面向r 运动。淋溶作用是农药在水与土壤颗粒之间吸附一解吸或分配的一种综合行为，它甚 至能使农药进入地下水，造成地n k 的污染。 1 2 3 1 影响农药淋溶因素 农药本身的性质直接影响它在土壤中淋溶行为，如农药分子结构和构型、酸性或碱性离解常 数、农药的水溶解度、带电情况、农药的极性和极化性及分子大小等。 此外，农药的降解速度与淋溶也有关系。土壤温度上升，农药在土壤中的生物降解过程加快， 淋溶减慢。大的紧密的集合体的淋溶比小的要小，淋溶过程中吸附平衡的速率、溶质从移动相到 静l t 相的转移速率对淋溶也有影响。酸性农药的酯化降低农药的淋溶作用，但若形成的酯易于水 解则这种作用是暂时的。 水的流动和时间会对农药在壤中的淋溶产生影响。对特别难以移动的农药，水的流动对其 影响较小。强降雨或灌溉有助于农药的淋溶，有很多研究表明增加水量会使农药渗透到更深的土 壤剖面。 土壤特性对农药淋溶作用也有影响。这些土壤特性包括土壤有机质含量、粘土类别、土壤温 湿度、土壤比表面积、阳离子交换能力及土壤表面酸度等。其中。土壤有机质含量对吸附及阻碍 淋溶起主要作用。 123 2 农药在土壤中淋溶性测定 测定农药在土壤中淋溶作用的方法有土壤薄层层析法”“、柱淋洗法、渗漏计法和田间渗漏测 定法等。本文采用土壤薄层层析法研究乙氧呋草黄对映体淋溶性，以下对土壤薄层层析法进行详 述。 选择有代表性的不同性质土壤，有机质含量在1 5 ，p h 在4 8 之间。土壤标本风干过 0 2 5 m 筛，测定方法与一般薄层层析类似。称取一定土壤于烧杯中加水搅拌成均匀泥浆状。将泥 浆均匀涂布于层析板上，土壤厚度控制在0 5 l 之间。晾干后在薄层扳上点样，溶剂挥发后， 放在展开槽中用水作展开剂展开。晾干后将薄板上土壤分段刮下，分析各段农药含量，求得r f 值，讨论农药在土壤中的移动性能。 一般将农药大的移动性划分为五个等级： 表5 农药移动性能分类 移动性能等级土壤薄层r ，值 i ( 极易移动) i i ( 可移动) i i i ( 中等移动) i v ( 不易移动) v ( 不移动) 0 9 0 1 0 0 0 6 5 o 8 9 0 。3 5 o ，6 4 01 0 0 3 4 0 0 0 0 0 9 1 0 十壤薄层层析法简便易行，试验结果可比性强，缺点是不能模拟自然的降雨条件对农药淋溶 作用的影响，本方法对挥发性农药不适_ | = f j 。 1 2 4 农药土壤降解作用 农药在土壤中的降解作用是指在成土因子和田问耕作共同作用f ，十壤中残留农药逐渐由大 分子分解成小分子，直到失去毒性和生物活性的过程。土壤是农药在环境中的储藏库和集散地， 土壤中农药的残留量大小与持留时问的长短是评价农药对生态环境影响的一个重要指标。 不同结构的农药，在土壤中降解速率不同，速度快者，仅需儿小时至几天即可完成，速度缓 慢的，则需数年乃至更长的时间方可完成。土壤的组成和性质，如土壤中微生物群落的种类、数 量、有机质、矿物质的类型和分布、土壤表面的电荷、金属离子种类等能都对农药降解过程产生 影响。 1 241 农药土壤降解机i t i 0 农药在土壤中的降解机制包括：光化学降解、化学降解和微生物降解等。各类降解可单独发 生，也可以同时发生，相互影响。 1 、光化学降解 对于施用于土壤表面的农药，光化学降解可能是其变化或消失的一个重要途径。据研究农药 光降解的过程为：农药分子吸收相应波长的光子，发生化学键断裂形成中间产物自由基，随后自 由基与溶剂或其他反应物反应，引起氧化、脱烷基、异构化、水解或置换反应等，得到光解产物。 有报道，各种类型的许多种农药都能发生光化学降解作用。有机磷酸酯类农药在紫外线照射 下，可发生光水解过程。水解发生的位置，通常是在酯基上，产物毒性比母体小。有机氯农药在 紫外光作用下的降解过程，主要有两种类型，一类是脱氯过程，另一类是分子内重排，形成与原 化合物相似的同分异构体。 陈崇瑜等人在实验室对3 5 种化学农药的光解速率进行研究，结果表明，不同类别的农药其 光解速率按下列次序递减：有机磷类 氨基甲酸酯类 均三氮苯类 有机氯类。 2 、化学降解 化学农药在土壤中的化学降解包括水解、氧化、离子化等反应。这些化学反应往往可以被粘 粒表面、金属离子、氢离子、氢氧根离子、游离氧及有机质等作用而催化。 土壤中化学降解反应大多在水分存在时发生，水解是化学农药最主要的反应过程之一。农药 在土壤中水解时，土壤可起非均相催化作用。大量资料已经表明，化学水解在土壤中氯化均三氮 苯类除草剂降解方面起着重要作用。研究者普遍认为，氯代均三氮苯化学水解的机制是吸附催化 水解，土壤有机质的羧基是主要的吸附作用点。实验证明，各种磷酸酯或硫代磷酸酯农药，在土 壤中的降解主要是化学水解。在碱性土壤中，有机磷农药的水解是碱催化的，土壤也起非均相催 化作用。另外金属离子或某些金属螯合物，也可催化土壤中有机磷农药的化学水解反应。 3 、微生物降解 土壤中种类繁多的生物，特别是数量巨大的微生物群落，对化学农药的降解贡献最大。已证 实，有许多的细菌、真菌和放线菌能够降解一种乃至数种化学农药。各种微生物的协同作用，还 可进一步增强降解潜力。十壤中农药微生物降解的反应是及其复杂的。目前己知的化学农药的微 生物降解的机制主要有：脱氯作用、氧化还原作用、脱烷基作刚、水解作州、环破裂作用等。 1 2 4 2 农药在土壤中降解半衰期测定方法 农药在土壤中的降解速率通常用降解半衰期表示。测定农药在士壤中降解速度一般可采取 两种方法，一种是室内模拟测定法，另一种是田间实测法“”。本文采用室内模拟法测定研究对 象在土壤中的降解作用。 室内模拟法具体步骤如下：称取l o o g 供试土壤于三角瓶中，加入农药标准溶液拌匀后，加 水将土壤含水量调节到田问持水量的6 0 ，塞上棉塞。置于2 5 。c 黑暗恒温箱中培养，定期取出 测定农药残留量。培养过程中要调节瓶内水分含量，以保持原有状态。试验结果用指数同归方程 求农药在土壤中的降解半衰期，最常用的计算公式如f ： 式中：c o 一一农药加入土壤时浓度( m g k g ) r - - 一t 时土壤中农药残留量( m g k g ) k 一一农药降解速率常数； t 一一培养时间( d ) ： t o s 一一农药降解半衰期。 r = c o e “ 1 2 4 3 农药在土壤中降解速率等级与半衰期的关系 ( 3 ) ( 4 ) 根据农药在土壤中降解( 或消解) 半衰期长短，及其可能对生态环境造成的影响，将农药在 土壤中的残留性划分为五个等级。 表6 降解速率等级与半衰期关系 降解速率等级半衰期t ( 月) i ( 易降解) i i ( 较易降解) i i i ( 中等降解) i v ( 较难降解) v ( 难降解) 1 2 。丑融垒些! 些鐾芏i 立监奎缝论 1 3 手。眭农药环境行为研究 环境中存在的手性化合物包括苯氧羧酸类除草剂、有机磷杀虫剂、除虫菊酯类杀虫剂、多氯 联萃、邻苯二甲酸盐、氟利昂替代品和滴滴涕衍生物等已受到人们的广泛关注，它们潜在的生物 效应如毒性、致癌性、致突变性和致内分泌紊乱性等大都具有对映体选性。尽管预知不同对映体 可能具有完全不同的生物活性，但目前生产和使用的大部分手性化学物质仍为消旋体”。手性物 质进入生态环境被生物摄取后，其各个对映体在体内的活性、代谢和毒性存在着很大差异，它们 在环境中的持久性也存在着差异。 跃期以来，在研究手性污染物的环境行为、生态效应及潜在毒性时，都把消旋体污染物视为 单一化合物。儿乎所有的环境法规也把手性化合物当成单一化合物，这种法规的科学性将会远远 低于它的期望值”“。因而，弄清单一对映体的环境行为，在对映体水平上研究手性污染物的环境 行为是非常重要的。近年来。手性化合物的色谱拆分技术( 包括气谱、高效液相色谱、薄层色谱、 超临界流体色谱、毛细管电泳等) 迅速发展，为在对映体水平上研究手性污染物的环境行为奠定 了技术基础。 农药环境行为的研究是当今国内外环境科学家所十分关注的研究课题。在国内，农药的环境 行为研究一般很少关注手性农药的特殊性，只讨论普通农药的环境行为，而国外的研究则更 关注手性农药环境行为的对映体差异性。手性农药环境行为对映体差异性研究内容集中在以下几 方面：天然水体中微生物对手性农药选择性降解“：土壤和污泥中微生物对手性农药的选择性 降解”+ “：水生动物体内酶对手性农药的选择性降解“7 。”：陆生动物体内酶对手性农药的咨询降 解：手性农药的气一水交换过程行为”1 。天然水体、土壤和污泥中微生物的选择性降解是环境样 品中手性农药的主要降解途径。 1 3 1 天然水体中微生物对手性农药的选择性降解 目前这一领域研究最多的环境样品是有机氯农药，尤其是a 一六六六( a - h c h ) 等。这类农 药在大多数国家已经停止使用，但由于从前的大量使用以及生物累积效应，它们在生态系统食物 链各个营养级中普遍存在。 1 9 9 1 年，f a i l e r 等。”首先提出“海生细菌对- h c h 是否进行对映体选择性降解? ”，并应用衍 生化环糊精手性毛细管气相色谱，测定了北海海水中e - h c h 的e r 值，证实了手性农药在环境中的 对映体选择性降解。 1 9 9 2 年，h u h n e r f u s s 等”又分析了德国湾和波罗的海的补充水样，证实了北海东部水域优先 降解( 一) 一a - h c h 。l u d w i n g 等利用高效液相色谱研究了海洋微生物对手性苯氧羧酸类除草剂d c p p 的对映体选择性降解。结果发现只有r d c p p 被微生物群降解。而s d c p p 贝q 没有发生变化。 张智超等”1 研究了海河河i z l 水和新港港湾水中a h c h 对映体选择性降解，运用衍生化环糊精 作气相色谱手性固定相，首次测定了我国天然水体中a - h c h 的e r 值，结果表明新港港湾水中一h c h 的微生物降解具有对映体选择性。海河河口水中a h c h 的e r 值在实验误差范围内近似为l ，原因可 能是附近有经常排放外消旋体a h c h 的污染源。 1 9 9 3 年，j a n t u n e n l m m 等研究了大西洋海水中有机氯农药的选择性降解。在b e r i n g 和c h u k c h i 海域t ( ) 一af c m 割军性降解。f f 瞄g r e e n l a n d 海域正好相反，( + ) 一a h c 峨t 择性降解。氯丹不管 是顺式的还是反式的，儿乎都不发生选择性降解。l u d w i g 等利用高效液相色谱研究了海洋微生物 对手性苯氧羧酸类农药2 一( 2 ，4 一二氯苯氧基) 丙酸( d c p p ) 的刘映体选择性降解。结果发现只有 r - d c p p 被微生物群降解，而对s d c p p 则无影响。 1 3 2 土壤和污泥中微生物对手性农药的选择性降解 l e w i s 等提出必须考虑环境中微生物降解过程的手性选择性及其因环境变化而引起的变化， 尤其是手性产品占2 5 以上的农药。 b u s e r 等研究了好氧条件fh c h 异构体在污泥中的选择性降解，发现( + ) 一a - h c h 降解明显快 于( 一卜一h c h ，h c h s 在污泥中主要是生物降解而不是化学降解。因此( 一) 一一h c h 明显富集，培 养1 7 2d , b q 后，1 二业h c h 和0 l h c h 的e r 值分别由初始的i 0 变为0 1 4 和0 1 2 。 1 9 9 5 年，b u s e r 等又研究了土壤和污泥对几种乙酰胺农药对映体在污泥中选择性降解。降解 过程在厌氧和好氧、不同微生物种群条件f 进行。研究发现，尽管甲霜灵降解最慢，但它却表现 出最高的对映体选择性：培养了6 4 天的土壤中甲霜灵e r 值为2 8 ，表明残留甲霜灵的7 3 为不 具杀菌活性的1 s 一( + ) - 甲霜灵。假设在田间条件下发生相似行为，那么使用1 r - ( 一) 一甲霜灵 的残留将大大降低。 1 3 3 水生动物体内酶对手性农药选择性降解 1 9 9 1 年，k a l l e n b o r n 等“”首次给出r 关于酶的对映体选择性降解实验数据。他们利用手性 气相色谱检n t a 一h c h 在绒鸭肝脏、肾脏和肌肉组织中的存在情况。结果表明，( + ) 一a - h c h 在这 三种器官中有明显富集，其中肝脏中( + ) 一a h c h 几乎是纯的对映体，可以认为在肝脏中( 一) 一a - h c h 更易于被酶降解。 1 9 9 2 年，m o s s n e r 等”对赤道以北初生海豹的脑、肝脏和肺等器官中的口一h c h 的e r 值进行 检测，发现o 【一h c h 在脑中的e r 值远远高于其他器官，这可能暗示了血液对a h c h 的选择性渗透 作用。 p f a f f e n b e r g e r 等”还收集了德国境内南北两个不同地区的狍子肝脏样品，运用改性环糊精 手性毛细管气相色谱进行分析。结果表明，没有明显的地区差异，但是它们均为优先降解 ( + ) 一a - h c h 并且优先富集( + ) 一氧化氯丹和( + ) 一顺环氧七氯。k o n i g 等1 在海港海豹、m o l i e r 等 在羊和人脑样品中发现了同样的结果。 1 3 4 陆水生动物体内酶对手性污染物的选择性降解 f i s k 等”2 1 以七种北极海鸟为样品，研究了它们体内氯丹及其代谢物与稳定氮同位素和手性化 台物对映体分数之间的关系。发现它们体内均富集氧化氯丹和气氯环氧化物的( + ) 一对映体。这与 报道的企鹅、灰海豹”1 以及北极鳕、极地熊体内富集( + ) 一对映体相一致，但与w i b e r g 等研究 的海豹体内情况相反。这种差异表明海鸟和海生哺乳动物体内氯丹代谢物的代谢途径可能不同。 此外，还发现海豹的性别和种类对手性氯丹的e r 值几乎没有影响。 1 4 ! ! 堡盛业右堂亟掌位论童结监 1 3 5 手性污染物的气一水交换过程 b i d l m a n 等提出“手性农药的对映体可以作为气一土一水交换示踪物”，并通过实验证明，可 以利用对映体来说明大湖和北极的气一水交换、土壤中残留农药的蒸发和火气中农药的不同来源。 大气和水体中不同的e r 值可以用来估计不同海域中蒸发和分解的相对分配。 r i d a l 等检测了安大略湖水样、雨水、空气样品中的a h c h 的e r 值，并根据测得的e r 值计 算出安大略湖上空中6 0 的a h c h 来源于湖水本身。f i n i z i o 等研究了从哥伦比驻弗拉河谷农业 土壤中释放到大气中的手性有机氯农药。结果显示，有机氯农药住土壤样品中有很高的残留，说 明微生物降解过程非常缓慢。但是这个过程导致了七氯环氧化物( 一) 一对映体的降解和( + ) 一对映体 的富集。土壤上空手性化合物的e r 值因此可以成为了解手性农药在环境中循环的有用工具。 总之，手性农药的环境行为研究是一个热点课题。目前国际上手性农药对映体水平的环境行 为研究正处在这样一个水平：确认手性农药；注意不同对于异构体的不同分配情况；环境中对映 异构体选择性降解的动力学机制。迄今为止还未发现非生物过程( 如光降解和水解等) 存在对 映体选择性。一般认为，只有生物降解过程能够影响手性农药的对映体组成。因此，手性农药有 望成为环境示踪物，用以研究有机污染物