（环境科学专业论文）涕灭威sdbs复合污染体系对土壤微生物的生态毒理效应.pdf

第一章 前言 1 . 1 土 壤中涕灭威农药污染 涕灭威 ( a ld ic a r b , 2 一 甲 基-2 - 2( 甲 硫基) 丙醛- 0 甲 基氨基甲 酞基) 是 一 种高 效、 剧毒、 广谱、内 吸 性的 杀虫、 杀 蜗、 杀线 虫剂，自 从 1 9 6 2年美国 联合碳化物公司开发出 该农药产品以 来，已 被广泛应用于 锦花、 花生、 玉米、 大豆、 高梁、 甜菜、 甘蔗、 小麦、 柑橘、 果树、马 铃薯、 烟草等许多 作物上以 防治 蜗类、 蚜虫、 及线虫等多 种害虫，目 前全 世界已 有 7 0多 个国 家和地区 在 不同作 物上登记使用。 我国己 于 1 9 8 6 , 1 9 8 7年已分 别在花生、 棉花与 烟草 上 登记使用， 同时在甘薯上使用量也很欠q 。 保守估计， 涕灭威的年使用 量在5 0 0 0 吨左右。 涕灭威呈白色结晶状，分子量为 1 9 0 .3 ，有轻微的硫磺气味。 熔点为 9 81 0 0 0 c ， 超 过1 0 0 则 分 解 ，在2 5 时 的 蒸 汽 压为1 x 1 0 m n i h g 柱易 溶 于 丙 酮、 氯 仿 等 有 机 溶 札在2 5 水中 的 溶 解 度为0 .6 % ， 相 当 于。 0 0 m g / l j zj o 涕灭 威农药的 英文商品 名 称为t e m ik , 1 9 6 8 年 使 用通 用名a ld ic a r b ， 常 拜 剂型有1 2 5 %, 2 .5 %, 3 %, 5 %, 1 0 %, 1 5 %颗 粒剂 ( 以 玉米棒为 填料) ;1 0 %, 1 5 % 颗粒剂 ( 以 石膏为填料) ;1 0 01 0 领 粒剂 ( 以煤粉为填料 .) 。 我国山东宁阳县 华阳农药厂为亚洲最大的涕灭威生产厂家， 生产 5 %的 颗粒剂，也 称神农丹。 进口 涕灭威一 般为巧 %的 颗粒剂， 称铁灭克。 涕灭 威属 剧毒 农 药， 其 对 大鼠 急 性口 服l d 5 0为0 .9 3 m g / k g ， 兔 经皮 毒 性 l d 5 0 为5 .o m g / k g ， 对 鹤鹑的 毒性l d 5 0 为3 4 m g lk g ， 对 蜜 蜂的 毒 性l d 5 0为 0 .2 8 5 n i g / l 只蜜蜂3 作为一种氨基甲酸酷杀虫剂，涕灭威在环境中易氧化为涕灭威亚飒 ( a ld ic a r b s u l f o xi d e ) 和涕灭威矾 ( a l d ic a r b s u l f o n e ) ， 进而分 解为 无生物活性的 涕灭 威亚 讽或矾的酞胺、 醛、 醇、 酸等水溶ft 的降解或代谢产物， 如图1 一 1 所 种 1 。 主 二 。 径 次 ， 。 径 图1 - 1 涕灭威的主要降解途径和降解产物 涕灭威砚在环境中 较涕灭威kig为稳定，_t 砚和讽也 具有较高的毒1性 和水 溶性， 在2 5 时水中 溶 解度分别为3 3 % )阳0 .8 % 。 亚矾和 讽都具有较高的毒 性， 据报道，对小鼠的口 服毒性半致死量 l d 5 0 ，亚矾和讽分别为 0 .9 m g /k g和 2 5 m g / k 岁， 均高 于 佚喃 丹、 速灭 威 及 菊 酷 类 农 药; 涕 灭 威对 虹 鳍 鱼 ( r a i n b o w t r o u t ) 的 半致死 浓度l c 5 0 为8 .8 m g / l ( 9 6 h ) ， 对蓝鳃 鱼 ( b l u g il ) 为1 .5 m g / l ( 9 6 h ) 5 0 涕灭 威在 环 境中 较易 降 解( t ,户0 天) ， 但亚 矾和 矾则 保持 较长 的 半 衰期， 使得残留物总的半衰期增加到 1 5 9 - 6 8 6 天卜 刀 。涕灭 威在土壤中的消失与转化， 依据上 壤类型、 作 物品 种、 田 间条 件 等因素 不同 而有 较大 的 差异， 通 常是随 着 温度、 湿度和p h的增加而 加快降 解。 大多 数实 验表明其在 土 壤中消 解较快 ,m 曾有报道指出 涕灭 威在土壤中的半衰期少 于7天 18 1 ，而 涕灭 威及 其e 飒和讽的 总残留半衰期为1 -4 周， 含有机质高 的土壤中 半衰期为4- 8 周， 也有报道在 某些土壤中， 涕灭威总 残留 可持续6 - 1 2 个月 11 0 ) 。 施国涵等人 在河南安阳棉田 进行的田间实验测得总涕灭威在土壤中的半衰期为 5 - 8天， 盆栽实 验测得涕 灭威在土壤中的 半衰期为4 - 6天， 总涕灭威残留 的半衰期为1 2天 (u j ， 与b u ll 等人的结果是一致时12 1 由 于毒性很高，涕灭威在作物上的残留一直得到人们的关注。 美国 e p a 根据涕灭威使用 情况， 对每种作物的不同部位都规定了 最大 残留量 ( mr l ) o 例如 花生 仁、 茎叶 的m r l 分 别 为0 .0 5 m g / k g 和0 .5 m g / k g , 相 橘果肉 中 的m r l 为0 3 m g /k g p 3 1 o 涕灭 威 在作 物中 的 消 解 和 残留 动态已 在棉 花、 花生 、 马 铃薯、 烟草及一些蔬菜和果树上进行过实验口 药剂施用后， 能很快被作物根系吸收并 转移到作物各个 部位。 一般试药两周后， 作 物残留 量达峰值，然后因作物吸收 率的 减弱和生物稀释效应及涕灭威的降 解， 残留量逐渐阳 。多数实 验认为土 壤涕灭 威残留 对生长期大于4 个月 的作 物无毒理学意义的 影响。 焦淑贞等人 研 ; 究了 涕灭威在花生、 棉花、 柑橘和土壤中的吸收运 转和分布，结果表明， 涕灭 威及 其 代谢 物 在柑 橘叶 子中 的 残留 施 药4 0 天 后 达 到 最高 峰 ( 3 .4 4 9 m g / k g ) ， 可 食 部 位 的 残留 范 围 为0 -0 .0 8 9 m g lk g 13 3 ， 朱 鲁 生 等 人 研 究 了 涕 灭 威 在 烟 草 及 土 壤 中 的 残留 动 态 ， 结 果 表明 涕 灭 威 在 烟 叶 中 的 半 衰 期 为1 9 天14 1 ， 与c o p p e d g e 报道的 涕灭 威在棉苗中 的半衰期为2 1 天和戴秀莲报道的 在棉苗中 的半衰期为 1 6 天相i w 51 o wo o d h a m发现， 按 1 5 磅 / 英亩的剂量 施于棉田 垄沟的 涕灭威， 收 获 时 在 棉 籽 和 皮 棉中 检 测 到 的 总 涕 灭 威 浓 度 ， 旱田 中 分 别为0 .0 7 m g k g和 0 .0 5 m g /k g , 灌 溉 后 的 棉田 中 分 别 为0 .0 1 m g /k g 和o .o l m g宫 6l o a n d r a w e s 等 人 利用标记的涕灭威，按照1 磅活性组分 ( a i ) / 英亩和3 磅英亩的剂量分别 用于棉 花的 栽种和侧施， 结 果发 现 收 获时棉 籽中 总 涕灭 威不 超过0 . 1 m g lk 梦 71 o h a ff h il l 等人比 较了 紫花首蓓在干 燥前后的 涕灭 威残留 量，发现千燥后的紫花 首 蓓中 涕灭 威残留 量比 新鲜的 紫花 首 稽高4 2 5 俘气 在涕灭 威降 解方面，有微生物降 解、 化学水解及 光解作 用。涕灭 威在土壤 中的半衰期与土 壤类型、 温变 、土 壤湿度及 微生物群落结构密切 相关， 研究 者 之间 所得数值差别较大， 大致范围在3 - 3 0 天之间，但三种有毒污染物 ( 包括 亚矶和 讽) 的总降解半衰期要长得多， 可达数年之尸9 1 。 研究还发现涕灭威在 不同 深度的 土 层中 的 降 解41度 差异较 大一表 层土壤明 显快于 深层土 2 0 1 。 这是 由 于在涕灭威的降解过程中， 微生 物的作用比 较重要， 通常来说，上层土壤的 微生 物活性要高于下层土壤。 在2 4 个地点的实地研究中发r2 1 1 ,涕灭威在表 层土 壤中的降解半衰期为91 0 5 天 ( 指总残留) ， 在深层土壤中的降 解半衰期 为1 2 - 4 3 2 天。 j o n e s 从土 壤中 分离 培养了5 种常见的 真菌进行降 解实 验， 发 现 其降解涕灭威的能力依次为g i i c l a d i u m c e t e n u i a t u m p e n i e i l l i u m m u l fi c o lo r -= c u n n in g h a m e ll a e l e g a n s r h i w c t o n ia s p t ri c lu d e r m a h a r z ia n u m ， 实 验 认为 涕灭威的降 解活性主 要来自 土壤真菌12 2 1 口 施国 涵等人从棉田 土壤中分离筛 选出 株芽 抱杆菌 ( b a c i ll u s ) ， 发现其对涕灭威降解能力较强， 经过1 7 天后， 涕灭 威残留 浓度仅为 原始浓度的2 6 .7 %，同时对涕灭 威亚讽和讽的降解能力与 此刻 ， 表明 细菌也可降解涕灭威 111 。 尽管大多数实验表明， 在涕灭威降解过 程中， 尤其是 在表层土壤中， 氧化作用是首要的快速作用， 但有些室内 实验表 明， 涕灭威在厌氧和 好氧条件下的降 解产物和 速度无明显差异， 其它一些室内 模拟研究和田 间 实验得到的结果则与 此相反四。 涕灭 威及其亚讽和讽的水解作 用受p h和 温度影响较 大， 碱性条 件较高 温度下水解较决， 酸胜 和中 性条 叫下 稳定。涕灭威和涕灭威矾对紫外光敏感，但涕灭威亚矾对光不敏感 2 4 1 土壤水分也是影响 涕灭 威降 解速度的一 个因素， 其原因可能 在于土壤水分 影响 微生 物的 活性和涕灭威的 水解过 程。 1 9 9 () 年在c a h f o m ia 进行的 研究表明， 由 于土 壤干旱， 涕灭 威在该 地区的 降 解速度明 显慢于其它地区 2 11 。 通常 情况下， 在干 燥土壤中 涕灭威相 对稳定， 5 0 %的田 间持水量最有利于涕灭威氧化成亚矾 和飒，1 0 0 % 的田 间持水量可加速涕灭威及其氧化产物的 水解。 不同 类型的土壤其机械组 .成不同， 因而其 物理特it 和微生物群落及活性也 不尽相同，因 而对涕灭 威的降解不同。 有实验表明涕灭威在壤土中降解最决， 可 能与 其有机质含 量丰富、 有利于土 壤微生 物生长发育有关。 施国 涵等人测得 涕灭 威在 壤土中 的半 衰期为5 天， 在砂土中为6 天， 在粘土中 为1 0 灵1 11 目 前大部分研究人员一致认为， 涕灭威在表层土壤中的降解，微生物氧化 是主要过程， 在深层土 壤中，由于 微生 物活性相对较了 氏 ， 土壤水分含量高，化 学水解是主要过程。 涕灭威的结构与乙 酞胆碱类叮 叭是一 种乙 酞胆碱酷酶的 抑$ 喇叭对动物毒 性很高， 在8 2 种最具危害的 污染物中 排在第2 7 创n , 1 9 8 5 年由 于涕灭 威及 其代谢物污染了西瓜，在美国造成 1 0 8人中毒( w is c o n s in s ta t e j o u m a l ,j u ly ,7 , 1 9 8 5 .) ， 在 威斯康星和 缅因 等州的 井水中 也发 现了 及其 代谢 物， 被迫刻井2 7 1 1 . 2 表面 泥 津 仁 剂 和土 壤环 境 表面活性剂通常是指能!喇 表面张力的 物质， 尽管其 种类繁多， 结构复杂， 但都具两个基本特征:( 1 ) 表面活性剂既具有亲水性同时又具有亲油 性， 形成 一 种所谓的 “ 双亲结 构” 。 ( 2 ) 亲水基团与亲油基团的 强度相互平衡，亲水亲 油强度匹配。 按亲水基团的结 构性质， 表面活性剂分为阴离子型、 阳离子型、 两性型和非离子型四 种类型。 表面活性剂作为一种工业原料， 用途十分广泛， 可用作化工及其它日 用工 业中的 洗涤剂、 渗透剂、 润滑齐 、 乳化剂、 增溶剂、 分散剂、 起泡剂、 消泡剂、 杀菌剂等。目 前全世界 表面活胜 剂的生产品 种已 达 1 .6万种， 常年生产的也在 千吨以 上， 总产量超过 1 0 0 0万吨， 而且新型的表面 活性剂还在不断产生。 其 中， 产 销量最大的是阴离子 表面活性剂，典型产品是 烷基苯磺酸盐 ( l a s )和 脂肪醇聚氧乙 烯醚硫酸盐 ( a e s ) :其次是非离子 表面活性剂， 如烷基酚聚氧 乙 烯醚 ( n p e ) 、 脂肪醇聚氧乙 烯醚 ( a e o ) 。 例如， 仅在美国，非离子表面 活性剂的年产量就为8 4 .5 万吨， 而l a s 的年产量也高 达1 7 万a v 2 m o 我国表面活性剂工业近2 0 年来有了 很大的发 展， 特别是 经过8 0 , 9 0 科 咤 的 技术引 进和 创新，已 经言 11 哆 自 行生 产各类 表面 活it 剂。 到 1 9 9 5年 末， 生 产 品种已 达1 1 6 个， 总生产能力为% 万吨，总产量为4 5 .5 万 吨，其中民用3 9 .5 万吨， 工业用6 万堪t 。 这其中，阴离子表面 活性剂是目 前产量最大、 最常用 的表面活性剂，直链烷基苯 磺酸钠作为良 好的 洗涤和泡沫剂，是 用量 最大 的一 种阴离子 洗涤剂口其中的十二 烷基苯磺酸钠，由于其水溶 性好、 水溶液易 起泡 沫、 渗透力和去 污力很强，是民 用洗涤剂的主要成分。 十 几烷基苯 石 黄 酸钠 ( s o d iu m d o d e c y lb e n e n e s u ll f o n a te , s d b s ) 化学分子 式 c h _, ( c h 2 ) ,i c h 2- s o , n a o s d b s为白 色粉末， 在工业上它是以丙 烯为原料， 聚合成十二烯，再与 苯反应，制得十二烷基苯的混合物， 然后那黄 化 并以 碱中 和制得。 随着表面活性剂的 使用 越来k g r 泛， 大量的工业排放、 污水灌 溉， 尤其是 农村地区， 生活污水的随意扫 澈， 致使大量的 表面活陛 剂进入到 环境中去。一 般认为 表面活性剂本身对生 物的毒性幸 侧 氏 ， 因此表面活性剂对 环境的效应并未 引起足够的重视， 通常把它作为 造成水 体富营养化的一个因素。 随 着环境利 学 的发展，人们发现表面活性剂除自 身 造成环境的污染外， 对环境介质和其它污 染物的 性质和行为都 会产生一定的影响。 这种复合效应可以 改变其它污染 物对 环境污染的 程变， 具有十分重要的意义。 表面活性剂对其它有机疏水性污染 物的增溶作 用， 在2 0 世纪4 0 年代就有 研究， 后来随着土壤污染的日 趋严重， 土壤修复概念的 提出， 环境学家们认识 到可以 利用表面活性齐 树 疏水性污染 物的增溶作用加速去除土壤或地下水中 的 污剿勿 ， 于是表面活性剂的土壤修复作用逐渐 成为 研究的 热点问 题3 0 1 ， 表面活 性剂清洗技术也广泛应用于各类有机化合污染物士壤的修复， 例如被印染厂、 农药厂以 及各种精细化工厂污染的土 壤。 除了 增溶作 用， 表面活性剂在其它化合物的降解转化过程中 起着重要的作 用。 它可以 起一种 “ 催化剂”的作用， 促进其它化合物的降 解或者减慢其转 化速率3 1 表面活性剂可以 改变环境介质的性质， 可以 使士 壤的物理、 化学、生物学 性质发生改变 3 2 ，如减小表面张力等。 阴离子 表面活性剂能加强渗透性和毛细 管 扩散， 改 变土 壤p h值， 在 某 胜 身 清 况下 降 低 氧化 还 原 电 位， 改 变微 生 物种 群 及活性，加强有机污染物的持久性， 影响土壤 肥力和植物营养状况等。 表面活胜 剂相对毒性较小是由 于大多 数表面活性剂生 物降解性较强。 谢其 明 ( 1 9 8 5 ) 报道了 合 成 洗涤剂的微生 物降解， 发 现降 解l a s的微生物主 要是 细菌， 有无 色杆菌属、 黄杆菌、 小球菌、 假丝酵母和树枝抱霉等。由 于降解 程 度的差异， 难降解的 表面活胜 剂仍然会对环境造成污染， 近年来随着人们环境 意识的加强， 世界许多国家和组织的环境学家们对此深为关注。包括美国、加 拿大、日 本和西欧等2 4个成员国的 经济合作与发 展组织 ( o e c d ) ， 对应用的 表面活性剂的降解性作了具体详细的规定， 例如家 庭用 洗涤剂所用的阴离子表 面 活it 剂的初级生物降 解度必须高 于8 0 0, 0 0 表面活 性剂的 在土壤中的生 物降 解能力与 其自 身分子结 构、上 壤类型、 微 生物活性和暴露条件等因素有关口 表面 活性剂的生 物降 解要 求 在较低 浓度卜 进行， 高 浓 度的 表面活性剂会 降 低微生 物活性，不仅 抑制自 身的降 解， 而且对 其它污染组分的降 解也有强烈的 抑制作用。 大多数表面活性剂抑制微生物活性的浓度难以 预测，一般认为在 u g / g 浓度 下 可 顺 利降 解 33 1 温度影响 微生物的 活动， 从而也影响表面 活性剂降解。 微生 物的最适宜的 生长温度为 3 0 0 c ，并且其活性在一 定精 歌 竟 范围内 随温度升高 而增加。 例如在 2 0 时l a s 在水生系统中 的降解速度是1 .5 - 3 .5 时的2 0 倍3 3 1 0 l a s 在 土壤中的降 解与 土壤深度有关， 在地下深度仅2 .5 m内， l a s 的可 降 解 浓 度 大 大 阴氏 ， 从 大 于2 0 0 11 动降 到2 v m341 。 不 同 的 土 壤 也 会 影响 降 解， l a s在泥土、 沙土、 有机土、 混合土中的半衰期分别为2 .2 , 2 .6 , 1 .7和 1 .5 3 % 一些表面活性剂的降解只能 在有氧条科下发生，而有的 表面活性剂在需氧 与厌氧条件下 均可以 降解， 但差别很大， 更多的 表面活性剂不受氧的影响， 例 如己 证明 绝大多 数阳离子 表面活性剂的降解只在需 氧条 件下发生， 而脂肪酉 舞 内 盐、 a - 烯基磺酸盐以 及对烷基苯基聚氧乙 烯醚等在需 氧条 树下降 解速度与 程度 相同 q . l a s 在这二 种条 件下降 解差别很大， 其完全降 解所需的时间分别为3 .2 天和5 7 天。 3 1 表面活性剂的分子 结构影响其降解 性能。 对于非离子 表面活性剂，一般支 链比 侧链的 难降解， 分子中 存在酚 基的比烷基的难降解3 71 。 对 l a s来说，降 解速度随磺基和烷基链末端间的距离增大而加 快， 烷基碳原子 数6 - 1 2 范围内， 链较长者速度快， 支链化影响与非离子 表面活性剂有相似的规律。 1 . 3 农药土爆 盼 亏 染微目 撇岸研多 翻状 土 壤微生物是土壤污染物降解作用中最重要的因子 ， 它们能分解有机污染 物， 使之无害化，同时， 污染 物也能影响土 壤微生 物生态， 某些种类微生物能 将一些污染 物当 成营养物来利用，也 可能受某些污染物的毒害而 抑制其生长， 影响其代谢转化活动及土 壤肥力。 随着工业 “ 三 废” 、 化肥、 农药、 污灌、 塑 料制品等污染农田 的问 题日 益压 重，土 壤学的 任务也不仅只限于开发利用， 还 要解决良田 的污染问 题。 随之，土壤微生物学里出 现了 土壤污染微生 物学这一 新的内 容， 包括微生 物的降解净化作 用以 及污染物对土壤微生物生态的影响。 目前 微生物对污染物的降解及污染物 对微生物生态的影响两方面工 一作研究的 最 多的是农药。 对农药有降解能 力的 微生 物有细菌、 真菌、 放线菌等1 9 -4 0 1 口 细菌由 于其生 化上的多 种适应能力以 及容易诱发突变菌株从而占了 最主要的位置， 土壤中的 农药降解菌并非特殊的 微生 物， 它们在土壤中 分布广泛。 并且， 某种农药往往 会同时有多种降解菌， 同种菌也 会对多 种农药具有降解作用，目 前还很难预见 某一种或某一属的微生物专门转化4 c 一类农药。 农药微生物降 解作用其实 质是酶促反应。目 前， 大多数农药微生物降解途 径已 明了 (4 1)综合 来说， 农药 降解 途径包活 氧 化、 还 原、 水解、 脱卤 、 缩合、 脱狡、 异构化等。 在 土壤 环 境中， 微 生 物对 农 药 作 用 有以 下四 种 常见的 方 却2 1 : ( 1 ) 矿化 作 用。 矿化是有机化合物完全分 解成无机物， 也就是彻底降解。( 2 ) 共代谢作用 ( 辅代谢) 。 共代谢是 微生 物以 某种基物为能 源生 长时，能同时 代谢某些化学 物质， 但这种微生物不能以 这些物质为能源， 它对这类物质的 代谢只是部分改 变了 它们的结构， 产生与 母体相 似的中间产物， 结果是农药的转化， 并没有完 全降解。 ( 3 ) 生 物浓 缩或积累 作用。 这是指微生物菌体细胞通过 吸附和吸收过 程积累 环境中的 残留 农药， 农药在被吸收的过程中 往往可能被转化。以 上微生 物对农药的直接作用中 矿化作 用常常受农药浓度影响。 有的 微生物只能在环境 中的 低浓度下才会表3* 旷 化作用， 而在实验室相对高 浓度培养条 件下 可能只能 观察到 共代a 撇转化作 用。 ( 4 ) 微生物对农药的间接作用。由于微生物的作用 改 变了 微环 境中 的p h值， 降 低了 土 壤的 氧化一 还原电 位， 造成 还原 性环 境， 从而引 起次生的化学降 解。 这在淹水的土壤中 有不少例证。 共生和单一 微生物对农药降解作用都是 在酶参与 下完成的， 这些降解酶有 的是微生物固有， 有的是由 于变异而产生。 有机磷酸酷和氨基甲 酸h 6 类农药 在 土壤中比 较容易分解正是由 于土壤中存在着能分泌这一 类降解酶的微生v4 1 1 . 降解酶往往比 产生这类酶的微生 物菌体更能忍受异常环境条 4 4 ， 如对硫磷水 解 酶 ( p a r a t h io n h v d r o la s e ) 在1 0 % 无机盐、1 % 的有机溶剂中、 5 0 下 都能 保持 而产生该酶的 假单胞菌 ( p s c u d ) 在同样条件下不能生长m 酶的降 解效果远胜 :于微生物本身， ) m a n a s ) -t tl p t -f 特别是对 可 fr ;浓 度农药，因为 在这种情况 降 解菌可以 利用其它碳源而不能有效地利用农药为 碳溺 钾 习 。 性 活外下 农药的绝大部分滞留 在土壤中， 势必对土壤微生 物产生影n 0 4 6 -c l 。不同品 种的农药对不同 土壤微生物的影响是不同的， 有些杀菌剂能杀死土 壤中的有害 细菌， 如硝化抑制剂能抑制反硝化细菌的活动， 从而减少上 壤氮素的 损失 448 1 而另 有一些农药则能影响土 壤微生物的 正常活动， 甚至危及固 氮菌、 根瘤菌等 有益微生 恻4 9 ， 从而影响 土壤肥力。 测定农药对土壤微生物影响的方法很多，一般从以下六个方面进行评价 ( _5 0 - 5 1 . ( 1 )微生 物数量 研究发现，不同农药引起微生物群落数量变化的情况是不同的， 例如 5 m g / k g甲 拌磷 或 特丁甲 拌磷 处 理使 土 壤细 菌 数 增 加， 而用 椒菊 酷处 理则 使细 菌数 减少。 另 外， 同 一 农药 对不同 菌 类数量的 影响 也不完全 一致， 例如3 m g /k g 二嗦农处理 1 8 0天后细菌和真菌数没有改变而放线菌增加了3 0 0倍;又如 4 m g /k g 阿 特拉 津处 理， 虽然 细 菌总 数与 对照 相比 没 有明 显 差异， 但固 氮菌 增 加了 两倍， 脱氮菌和纤维素分解菌都分别减少了5 倍和 1 0 倍5 2 。土壤 微生物 数量的改变与自 身的耐药性有关， 有耐性的增殖而敏感的 减少， 同时敏感菌致 死后的自 溶、 分解， 又 可供幸存者利用， 对营养的竞争减弱， 幸存者更为得益， 由 此看来， 使用 农药的结果使土 壤微生 物群落趋于单一化了 ，这种微生物群落 的显著 变化势必使生态 平衡状态紊乱 和生 物劝能失常，结果 将影响到土壤中的 物质循环和能量流动。 氨 基甲 酸酷类农药映喃丹 ( c a r b o fi u a n ) 对微生物数量不 构成影响，但其 代调 撇 3 毛基峡喃丹和3-峡喃丹都使 微生物数量明 显减少 151。1 0 0 m g / k g 涕灭 威和涕灭 威亚飒对 土壤真菌和细 菌无不良 影响， 5 m g /k g涕灭威对土 壤 石 肖 化作 用无 抑 制 现象， 而5 0 - 5 0 0 m 叭g的 涕灭 威， 可 不同 程 度抑 制土 撕肖 化和 作 物发 育，田 间 试验得出， 2 k 刃 l m的涕灭 威能 增加土 壤微生 物和 酶的 活ff tm o 在常规用药量下，氨 基甲 酸酷类农药灭多威 ( m e th o m y l ) 能 抑制绿色 木霉、 浅开蓝放线菌和覃状芽抱杆菌等土壤微生物生长，但对其它微生物影响不明 显， 低于常规浓度的灭多威对巨大芽 孙 肺 于 菌的生长有刺激作用， 即使对最敏感 的绿色木 霉， 抑制作用和持续时间也很短。以 上结果表明 在常规用 药剂量下， 灭多 威不会对土壤微生 物群落产生明 显的不利影咧5 +1 。 总的说 来， 杀虫剂在低 浓度时对 土壤微生物几乎不 产生影响， 但高于某一 浓度时 则表现出 抑制效应。 农药化学种类繁多， 有些农药对某些非靶生物的 毒性也很大， 但是， 土壤 微生 物属低等生 物， 增殖速度 很快， 可 逆性很强， 而且所有农药都能被相 应微 生物降 解，一 般的有机农药在土壤中 残留期较短， 施入土壤的农药，一旦 抑制 作用消失，土壤微生物可姐 芍 束 恢 复新的生态平 衡， 所以， 使用化学农药对土壤 的实际危害一 般是不大的5 5 1 ( 2 )微生物呼吸量 土壤呼吸弓 n )变 是用来评价微生 物代谢的旺盛程度和碳循环的一 个重要 指标 t 5 6 t， 土壤呼吸是一 个综合指标， 各种农药对土壤呼吸淘 产生 各种不同的 影响， 许多研究人员 认为，农药按使用剂量 进入土壤时， 对土壤 呼吸卿 没有什么影 响 。 如 有 机 磷 杀 虫 剂 杀 螟 松剂 量 为 1 - 5 m g / k g ， 杀 螟 丹 剂 量 为1 0 m g / k g ; 另一 些人 认 为， 农 药 会 抑 制土 壤中 的 二 氧化 碳的 释放， 例 如 棉 隆以1 0 0 m g lk g 剂 量 施入放 助 丈 石灰和未施石灰的浅红棕色 土壤上， 开始上 壤呼吸强度大大降低， 三 个星期后才恢复。陈祖义等人实验表明 农药杀虫单不同剂量处理土 壤 ( 旱地条 件) ， 对土壤呼吸度表现为低剂量 ( 1 0 m g / k g )无明 显抑制作用，高剂量 仁1 0 0 m g 1 k g ) 则 有明 显的 抑钟i 。 最后 还有第 三 种认 为， 许多 植保 化学药 剂 对土壤呼吸有促进作用， t u通过实验表明，有机磷杀虫剂可 作为碳源和能源 为 微生 物吸收利用， 从而增强呼吸强度 戮蔡玉祺等在4种农药对土壤呼吸作用 的影响 研究中 也得出同 样的结 果5 6 1 。 尽管如此 就多 数实验结果而言， 农药对 土壤的呼吸作 用主要还是起抑制作用5 2 1 ，因此， 常用呼吸度这一 综合指标定量 评价农药对 各种 微生物的影响厂常 用的方法有安全系 数法、田间 用量等级 划分 法和危害系数法三种5 3 - 5 ( 3 )土 壤酶的 活性 土壤中的 酶已发 现有数十种，主要来自 于土壤微生 物、 土壤动物和植 物根 系及残俐6 0 1 。 因此， 酶的变化在一定程度上反映了 微生 物活性的变化，另一方 面又可反映土 壤中的 物质转ii过 程的 情况。 这类酶 包括磷酸酶、 脱氢酶、 脉酶、 过氧化氢酶等。 脉酶的活性强弱直接影响尿素的利用率，在土壤氮素循环中起 着重要的作用。农药对土喇琢 酶的影响国内 外都有报道，v o e t s ( 1 9 7 4 )发 现 施用芳去 津1 5 年的 果园中， 土壤的 腮酶活 性降 低了5 0 % , a b d e l 等发 现杀线 虫剂二嗦农等能提高过氧化氢酶的 活性但阳氏 脉酶活性， 11 。 我国 学者郭明等人 实验表明3 种农药涕灭威、 吠喃丹、 天王星在不同 情况下对脉酶活性均有不同 程度的抑制作用(62 i 。 农药对过氧化氢酶影响的 报道很少，尹 君等人报道，土壤 脉酶活性和过氧化氢酶活性与重金属c d成显著的负相关， 认为二者可以作为 判断c d 污染程度的主要指禄0 ( 4 )生 物量。主要是生 物循 环中的 碳和氮量。 ( 5 )微生 物的 氨 化和 硝化作 用。 ( 6 )固氮作 用。 总之， 微生 物活性的项目 比 较多， 但目 前 还没有任何一项能全面反映微生 物活胜 及其影响，因 研究目 的不同， 选择指标各有侧重。同 时，由 于影响农药 作用于土壤微生 物的因子是复杂的， 土壤类型、 农药类型、 农药浓度、农药施 用方法等， 都 会改变农药对微生物的影响作用和 刃 望 5 1 0 综合各种文献， 虽然各种农药对微生物生态毒理效应的 研究不少，但存 在 两点不足: ( 1 ) 多数资料 都没有说明农药对微生物影响的时间变异，即没有明确短 期效应和长期影响之分，许多测定结果都没有进行变差分析处理。 ( 2 )以土壤微生物活性作为测试终点的复合污染研究报道极少，仅见 wd k 6 1 1 ( 1 9 8 8 ) 和龚 平6q ( 1 9 9 7 )的 报道。 1 . 4 本论文的 研 究内 容 和意义 本论文结合国家自 然科学基金 重点 项目 多介质多界面环境体 系中化学污 染 物的环境行为( 项目 编号: 2 9 8 3 7 1 7 0 ) 的部分内 容 进行。 本论文 选定河北省卢龙县的沙质土 壤生 污 态 系统为客观 环境载体， 选定一 种 毒性很高的氨基甲酸酉 旨 农药涕灭 威和一 种常见的阴离子 表面活性剂一 一几 烷基苯 磺酸钠作为污染物，研究了 二者对土壤微生物的短期生态毒理效应，重点研究 了 二 者组成的复合污染体系 对土 壤微生物的 联合 毒性作用，在实 验基础上 ， 通 过定性和定量分析确定其 联合毒 性类型，并对作用机制作了 探讨。 本论文的意义 在于:一方面在通常认为涕灭威和s d b s对微生物无长期 不良 影响的前提下，阐明其 短期微生物生态毒理效应:另 h (y 丰 富农药与 其 它污染 物对微生 物复合生态毒理效应的 研究 基础。 第二章 涕灭威对土壤微生物的影响 涕灭威是一种高效、 剧毒、广谱、内吸性的杀虫、杀蜗、杀线虫剂， 其 环境效 应一 直为人们 所重视。目 前国内 外对涕灭 威在土壤残留、 迁移与转化， 对动物、 植物的 毒性等方面进行了 较多的研究， 但研究涕灭 威对土壤微生 物影 响的报道则 较少。土 壤微生 物在涕灭 威的降解中 起着 重要的作用， 涕灭威快速 分 解的 特性使人 们一 般不考 虑其长远的生态毒理影响， 但也 有报道5 m g / l的 涕灭 威对 褐球固 氮菌 群 有抑制作用，因 此， 进一步阐明涕灭威对微生 物的一 i 态 毒理行为是完全 必要的。 本论文 主 要在实验室条 件下以土 壤微生 物数量、 土 壤 酶活性和土壤呼吸强度 等作为生态毒 理指标研究涕灭 威对土壤中 微生物的 影 响。 土壤中 微生物种类 繁多， 我们取好气性细菌、 真菌、 放线菌为 代表来测定; 由于 过氧化氢酶和 腮酶在反 映土壤微生物活性和土 壤肥力 大小上 有一 定的代表 性， 所以 洲门 选定它们为土壤酶的于 vii 表 。 2 . l 实验祠 牵 卿方法 2 . 1 . 1 实捡廿 裹 理化 性质 本 实 验土 壤样品 来自 河 北省卢 龙县 邵各庄， 属 于沙质土， 土 样取自0 - 2 0 c m 土壤耕作层， 其理化性 质如表2 - 1 . 表2 - 1土 场 鲜 羊 品理化性质 p h 含水率 ( %) 速效磷 ( 1 0 4 m g /k g ) 速效钾 ( 1 0 0 m g /k g ) 6 2 01 5 - 2 02 .6 - 3 . 7 0 冲戒 ) . 5 一 m ia 一 一刁 (g/-2 ) 112 2 . 1 . 2 仪器与 试剂 试剂: 1 )上 壤微生 物菌群 测定所需试剂: 细菌培养 基:牛肉膏蛋白 膨f, 61 真菌 培养基:马 铃薯 培养纂肠 1 放线菌 培养基: 可溶性淀粉培养纂剑 ( 2 ) 脉酶测定所需 试剂: 1 0 % 尿素:1 0 一 克尿素 ( 天津市化学试剂一厂) 溶解、 定溶至l o o n -d . 磷 酸 盐 缓冲 液( p h = 6 .7 ) : 5 5 m 1 1 / 1 5 m o v l k h z p 0 4 ( 天 津市 化 学 试剂 三 厂) 和4 5 n il 1 / 1 5 m o v l n a 2 h p o , .2 h 2 0( 天津市化学试剂三厂) 混合后定 容至 l 0 0 0 ml a 甲 苯:天津市化学试剂二厂。 1 m o l/ l氯化钾: 称取 7 4 .5克氯化钾 ( 天津市 化学 试齐 臼 一厂) 溶于 2 0 0 m 1 去离 子水， 转移、 定溶至l 0 0 0 m l o 2 5 % 酒石酸 钾钠: 称取 2 5克酒石酸钾钠 ( 天津市化学试剂三厂) 溶解于 3 0 m 1 去离子 水中， 转移、 定溶至 l 0 0 m l a 2 m o l几 氢氧化钠: 和 橄 n a o h( 天津迪博化工有限公司) 8 0克，溶于刚 煮沸的去离子 水1 0 0 m 中 ，转移定容至l 0 0 0 m l o 纳氏 试 剂 : 称 取4 5 .5 克h g i 2 ( 天 津 市 化 学 试 剂 二 厂) 和3 4 .9 克k i形幸 市化学试剂三厂) 溶于5 0 0 m 1 去离子水， 储存于棕色瓶中。 氨 氮 标 准 溶 液: 称 取 经1 0 5 0c 烘 干 的 优 级 纯n h , c l ( 天 津 市 化 学 试 剂汀一 ) 0 .1 9 1 1 克， 溶于1 0 0 m 1 去氨水中， 转移、 定 容 至1 0 0 0 m 1 ， 该 溶 液含 氨 氮5 0 m 叨。 ( 3 ) 过氧化 氢酶测定所需 试剂: 3 % 过氧化氢溶液: 将 3 0 % 过氧化氢 ( 北京试剂三厂) 溶液临用前用水按 1 : 1 0 0 稀释。 3 m o v l 硫酸: 8 4 m 1 浓硫酸 ( 天津市化学试剂五厂) 用水稀释到1 0 0 0 m 1 0 o .o i n高 锰 酸钾 : 称 取0 .3 1 6 克k m n q( 天 津 市 化 学 试 剂 一 厂) 溶 于loon-1 刚煮沸的去离子水中， 转移、 定容至 1 0 0 0 m 1 ， 每次测定时 用 0 .0 1 n的草酸钠 标准溶液标定。 1 :3 硫酸: 2 5 m 1 浓硫酸与7 5 m 1 水混合口 o .1 n草 酸 钠 溶 液 : 称 取 经1 5 0 0c 烘2 - 3 小时 优级 纯n a 2 c ,-0 4( 天 津市 化 学 试剂一 厂) 6 . 7 0 0 5 克，溶于l o o m s 水中， 转移、定容至1 0 0 0 m i o 0 .0 1 n草 酸 钠 溶 液 : 临 用 前 将0 . 1 n n a 2 c 2 0 4 溶 液 用 水 按1 : 1 0 稀 释。 ( 4 ) 呼 吸强 度测 定试剂; 0 .0 2 n氢氧化钠: 4 .0 0 克n a o h溶解定容至1 0 0 0 m 1 ，配得0 . i n n a o h , 临用时于 安1 : 5 稀释。 0 .0 2 n盐酸:8 .3 m l 浓盐酸 ( : fl i 丰 市化学试剂五厂 )用水稀释至 1 0 0 0 m 1 , 识巧、扩 配得o . 1 n盐酸，临用时按1 :5 稀释。 1 0 酒旨 示剂:1 .0 0 克酚酞 ( 天津市化学试剂一厂) 溶于l o o m 乙醇 ( 天 津市化学试剂二厂)中。 ( 5 ) 污染 物标准溶液 1 0 0 0 m g / l涕灭威溶液: 称取0 .1 0 0 0克涕灭威 ( 天津农药研多 胡1 ， 纯度 9 9 %) 用去离子水溶解定容至l o o m . 1 0 0 0 0 ( 1 0 0 0 ) m g / l , s d b s 溶液: v %14 x 1 .0 0 0 0 ( 0 . 1 0 0 0 ) 克s d b s( 化学 纯， 天 津光复 精细化工 研多 撕 ) ， 溶解 定容 至1 0 0 m 1 o 以 上试剂无特别说明 级别均为 分析纯 ( a - r ) . 仪器: y x q g 0 2 型电 热蒸 汽消 毒 器:山 东新华医 疗器榔. 。 恒温培养箱:天津市天宇技术实业有限公司。 电 热鼓风干燥箱: 天津市实验仪器厂。 t n - l 0 0 b型扭力天平:上海第二天平仪器厂。 m a型精密天 平:北京光学仪器厂。 7 2 2 分光为变 计:上海第三分析仪器厂。 t h z - 8 2 型 恒温振荡 器卜匕 每 跃 进医 疗 器械厂。 p h s - 2 c酸度计: 上海雷磁仪器厂。 2 . 1 3实验方法 ( 1 )土样的处理 和 取过筛 ( 筛孔直径 d = 0 .9 m m)土 样 7 .0千克， 盛放于一培养容器中， 加入含3 5 克葡萄糖的水溶液， 静置3 - 4小时后过筛， 充分混匀， 使土样含水 量为1 5 20 %， 将此土样置于2 8 下恒温培养1 周以 解决有 机质 含量低、 微生 物营养贫乏的问题。 称取预处理1 周过筛 ( d = 0 .9 m m) 土样6 份， 每份 重1 .0 千克， 盛放于6 个培养器中， 按事先测得的土壤含水量， 每个土样中 加入不同体 积 ( 0 , 1 , 2 , 4 , 8 , 1 6 m l) 1 0 0 0 m g / l 涕灭 威的 水溶液， 充分 混匀， 使土 样 含水量为1 5 - -2 0 0, o , 而 涕 灭 威浓 度为 分 别0 ,】 ， 2 , 4 , 8 , 1 6 m 叭g ， 将 此系 列 土 样 置 于2 8 0c 恒 温 下 培养，分别于培养开 始后 第 1 , 7 , 1 4 , 2 1 , 2 8 , 3 5天采样测定， 每次取样 都 测含 水量， 适当 补充 水量， 使土样含 水量 保持 在巧20 0 0 。由 于 本实 验工作 量大，土样培养条件一致，每个处理只设置了 两次重复。 ( 2 ) 土 壤 微生 物数量的 测定 一一 弓 稀 释平板 沼q 细菌为3 7 培养2 4 小时， 真菌为2 8 0c 培养5 天， 放线菌2 8 培养7 天， 然后进行平板计数。 ( 3 ) 过氧化氢酶的测 定一.高锰酸钾滴定 pm 过氧化氢酶能促进过氧化氢对 各种化合 物的氧化。几乎 所有的生 物体内 都 有，土 壤的过氧化氢酶活性，与土壤呼吸强 度和土 壤微生 物活动相关， 在一定 程度上反映了 土壤微生物学过程的强度。 本实 验中 通 过k m n o 4 滴 定 酶 促 反 应 后 剩 余的 过 氧 化 氢的 量， 求 得反 应消 耗量，具体测定步骤如下: 称取5 .0 0 克土 样于1 5 0 m 1 带磨口 塞的 锥形瓶中， 加入4 0 m 水和5 m 1 0 .3 % 的玩q， 塞紧 瓶 塞， 立即 置 于 振 速1 2 0 物分， 恒 温3 0 的 摇 床上 振荡 培 养3 0 分钟后，各加入 5 m 1 3 m o l/ l硫酸终止反 应， 然后 用双层滤纸过滤 样品， 滤液 用 约o d i n的k m n q溶 液 滴 定 至 微 红 色 为 终 点 ， 记 录k m n q用 量， 每 个 样 品取2 份作 平行样，以 不加土样作为 空白 样。 每 次 测 定 时k m n 0 4 准 确 浓 度 需 进 行 标 定 ， 具 体 步 骤 为 : 取1 0 .0 0 m l 0 .0 1 n n a z c 八溶 液 于2 5 0 m 1 三 角 瓶 中 ， 加 入9 0 m l 去 离 子 水、 几粒玻璃珠， 于电炉上加热煮沸2分 钟后， 加入5 m 1 1 :3的硫酸， 趁热 ( 8 0 ) 用k m n q滴 定至 微 红 色， 记 录k m n 0 4 用 量， 则 高 锰 酸 钾 当 量 浓 度 : n 0 .0 1 x i o n= o . i n 式中v 是 滴 定n a t q q时k m n q用 量( m d . 过 氧 化氢 酶 活 性以i 克 干 土3 0 下3 0 分 钟 内 实 际 消 耗。 . o i n .k m n q的 毫升来 表示，单 位为m l / g 干 土。 ( 4 ) 脉酶的 测定 - -a 7 氏 试剂分 光光 度法 15 3 1 脉酶可以 f j a 注 尿素水解， 反应生成的氨氮与纳氏 试剂反应生成黄色， 采用 分光夕 已 夔 法测定其吸; j ,变 ， 在标准曲 线上求得氨氮的 含量， 以 表示眠酶的 活性。 氨氮标准工作曲 线的绘制: 取0 , 1 .0 0 , 2 .0 0 , 3 .0 0 , 4 .0 0 , 5 .0 0 m 1 氨氮 标准溶液于 5 0 m 具塞比 色管 中， 稀释至2 5 m l ， 摇匀， 加入2 m l 酒石酸钾钠，1 .6 m 1 纳氏 试剂， 摇匀， 慢慢 加入2 m o l/ l n a o h 4 m 1 显色， 摇匀，定容至 刻度，1 0 分钟后，以去氨水为参 比， 在波长4 2 0 n m处比色 测定，以 测得的吸 光度 减去 空白 吸 光度值对 浓度作 回归，得出回归方程，也可至 爵ij 标准工作曲线。标准曲线每次测定时现做，回 归方程相关系数应合乎 要求 ( r 0 .9 9 9 ) . 土壤腮酶测定步骤如下: 称取土样5 .0 0 克， 置于l o o m 1 具塞三角瓶中， 加入 1 0 m l