稻瘟酰胺在水/沉积物中的降解及生物富集性研究

吴文铸，孔德洋，何健，单正军

环境保护部南京环境科学研究所, 国家环境保护农药环境评价与污染控制重点实验室, 南京 210042

稻瘟酰胺在水/沉积物中的降解及生物富集性研究

吴文铸*，孔德洋，何健，单正军

环境保护部南京环境科学研究所, 国家环境保护农药环境评价与污染控制重点实验室, 南京 210042

稻瘟酰胺是一种新型内吸型杀菌剂，其在水体环境中的归趋备受关注。采用室内模拟试验方法，研究了稻瘟酰胺在水-沉积物中的降解特性和在斑马鱼中的生物富集性。结果表明，在水-沉积物降解中，好氧条件下河流与湖泊水-沉积物系统中农药总量的降解半衰期分别为169.1、60.3 d，厌氧条件下的降解半衰期分别为173.3、126.0 d，湖泊体系的降解速率快于河流体系。稻瘟酰胺在水-沉积物体系中主要存在于沉积物中，系统降解速率主要受沉积物中的降解速率影响。稻瘟酰胺在斑马鱼中的生物富集系数BCF8d达64.8～189.1，具有中等富集性。稻瘟酰胺在水体环境中具有较强稳定性，且具有一定的生物富集性，可能会对水体和水体生物造成一定的污染影响。

稻瘟酰胺；水-沉积物；降解；生物富集

稻瘟酰胺(fenoxanil)，由Shell公司研制，巴斯夫和日本农药公司共同开发的酰胺类杀菌剂[1-2]，化学名称为N-(1-氰基-1,2-二甲基丙基)-2-(2,4-二氯苯氧基)丙酰胺，商品名为氰菌胺，分子式C15H18Cl2N2O2，相对分子质量为329.22，结构式如下：

原药为白色粉末，熔点为69.5～71.5 ℃，易溶于乙酸乙酯、乙腈和丙酮等有机溶剂，在pH为5、7、9时，对酸、碱、热稳定。稻瘟酰胺具有良好的内吸性，持效期较长，具有治疗和抑制孢子形成等作用，可单独使用也可与保护性杀菌剂混用，是目前防治稻瘟病的最佳药剂之一[3-5]。但由于该药剂持效期较长，对人类健康和环境安全具有潜在危害，其在环境中的行为归趋已成为研究者关注的热点。

目前对稻瘟酰胺的水-沉积物降解与生物富集作用研究较少。由于稻瘟酰胺持效期较长，存在潜在的毒性作用，而生物富集作用是评价环境中的残留农药对生物体及整个生态系统危害性的一个重要指标，一般情况下，农药的生物富集能力越强，对生物的污染与慢性危害愈大。由于斑马鱼生命周期短，基因信息与人类接近，研究稻瘟酰胺在其体内的富集性具有重要意义。另外，水-沉积物降解作用是农药在环境中消失的重要途径之一，是评价其对水生态系统影响的重要指标。为科学评价稻瘟酰胺在水体环境中的安全性，本文通过研究稻瘟酰胺在水-沉积物体系中的降解以及在斑马鱼中的生物富集性，为评价其对生态环境的安全性及登记提供相应的科学资料。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 试验材料

1.1.1 供试农药

稻瘟酰胺原药，纯度为95.0%，稻瘟酰胺标准品

纯度为98.2%，江苏丰登农药有限公司提供。

1.1.2 供试沉积物

选择南京花神湖与南京外秦淮河系统的水与沉积物，沉积物先静置分层后去水，再经孔径2 mm筛网过滤，备用，南京花神湖湖水和南京外秦淮河河水的pH值分别为7.44和7.53，沉积物的基本理化性质见表1。

1.1.3 仪器设备

Waters e2695/2998液相色谱仪，PDA检测器(Waters，美国)；Excella E24R全温度振荡器(New Brunsuick Scientific，美国)；CR 22GⅡ离心机(Hitachi，日本)；Rotavapor R-210旋转蒸发仪(Buchi，瑞士)；MG-2200氮吹仪(Eyela，日本)；CLC-生态培养箱(MMM，德国)。

1.1.4 试剂

乙酸乙酯、丙酮、氯化钠、无水硫酸钠等，均为分析纯(南京化学试剂有限公司)；乙腈，色谱/光谱纯(德国Merck)。

1.1.5 受试生物

受试生物为斑马鱼(zebrafish, Brachydanio rerio)，试验开始时鱼体长(连尾)2～3 cm，体重约为0.27～0.30 g，脂肪平均含量3.48%。试验前在室内驯养1周，驯养期间正常喂养，昼夜充氧，水温(23±1) ℃，pH值7～8。预养期间斑马鱼生长正常，无疾病和肉眼可见畸形及死亡。

1.2 试验方法

1.2.1 水-沉积物降解试验

水-沉积物降解试验参考文献[6-7]，具体如下。

预培养：分别称取50.0 g(干重25.0 g)上述2种沉积物于200 mL三角瓶系列中，每组10个。加入上述相应的地表水100 mL，水和沉积物的体积比为5：1，沉积物层的厚度约2.0 cm。

好氧试验：瓶口用留有通气孔的铝箔纸封口。置于常温(25±2) ℃条件下预培养1周后，测定水-沉积物系统中的溶解氧和氧化-还原电位。湖泊水-沉积物系统水中溶解氧为4.15 mg·L-1，氧化还原电位为185.4 mv；河流水-沉积物系统水中溶解氧为4.31 mg·L-1，氧化还原电位为203.7 mv。确保2个试验系统均处于良好的好氧状态。随后，加入0.5 mL稻瘟酰胺试验溶液(1 000 mg·L-1)于系统中，置于人工气候箱中恒温(25±1) ℃培养。试验期间定期测定试验系统水中溶解氧和氧化还原电位，当溶解氧含量较低时向水-沉积物系统持续通O230 min(流量0.1 L·min-1)，保证系统处于好氧状态，分别于0、6、20、76、119、180 d时取样，测定水相与沉积物相中农药含量。通O2过程中注意避免扰动沉积物。

表1 供试沉积物的基本理化性质Table 1 Physical and chemical properties of tested sediments

厌氧试验：向水-沉积物系统持续通N230 min(流量0.1 L·min-1)，然后采用燃烧法去除剩余的O2，确保系统中O2基本被耗尽，用封口膜将瓶口封紧。置于常温(25±2) ℃条件下预培养1周后，测定水-沉积物系统中的溶解氧和氧化还原电位。结果显示：湖泊水-沉积物系统氧化-还原电位为-103.3 mv；河流水-沉积物系统氧化-还原电位为-102.8 mv。确保系统处于较强的厌氧状态。随后定量加入0.5 mL稻瘟酰胺试验溶液(1 000 mg·L-1)于系统中，置于人工气候箱中恒温(25±1) ℃培养。试验期间定期测定其水中溶解氧和氧化还原电位，必要时通N230 min(流量0.1 L·min-1)，以确保系统始终处于厌氧状态，分别于0、6、20、76、119、180 d时取样，测定水相与沉积物相中农药含量。通N2过程中注意避免扰动沉积物。

1.2.2 生物富集试验

试验用水为经曝气去氯处理24 h的自来水。试验容器为口径29 cm、容积15 L的玻璃缸。在每个试验缸中配制10 L一定浓度的稻瘟酰胺药液，并投入斑马鱼50尾，试验温度为(232) ℃。

参照《化学农药环境安全评价试验准则》，生物富集系数的测定方法有静态法、半静态法或流水式实验法[8-10]。本试验采用静态法，参考稻瘟酰胺对斑马鱼的96 h-LC50为5.3 mg·L-1，设置理论暴露浓度分别为0.06 mg·L-1和0.6 mg·L-1的2个处理组，每个处理设2个重复，并设空白对照处理。定期采集鱼样和水样，测定鱼体和试液中稻瘟酰胺浓度，同时定期测定试验溶液的溶解氧和pH值等水质参数。

1.2.3 样品提取与测定方法

沉积物样品提取：在采集的沉积物样品中，直接添加60 mL丙酮，在摇床中振荡提取30 min，高速离心分离，将上清液过滤至三角瓶中，重复一次，合并提取液，于旋转蒸发仪上蒸干丙酮。倒入250 mL分液漏斗中，加入40 mL乙酸乙酯，振荡提取，静置分层后，收集有机相；水溶液再用40 mL乙酸乙酯萃取一次。合并有机相，旋蒸至近干，N2吹干后用乙腈定容，待液相色谱测定。

水样提取：准确称取80 mL水样，倒入250 mL分液漏斗中，加入40 mL乙酸乙酯，振荡提取，静置分层后，收集有机相；水溶液再用40 mL乙酸乙酯萃取一次。合并有机相，旋蒸至近干，N2吹干后用乙腈定容，待液相色谱测定。

鱼样：取10尾鱼样置于玛瑙研钵中，加入10 g无水硫酸钠，充分研磨后，将样品转入200 mL三角瓶中，并加入50 mL乙腈，置于恒温振荡器以200 r·min-1的速率振摇1 h，过滤后，鱼样再用乙腈振荡提取一次，合并提取液。提取液经旋转蒸发至近干，用乙腈溶解后，于-20 ℃冰冻15 min除去油脂后，过0.45 μm滤膜待高效液相色谱测定。

HPLC测定条件：色谱柱4.6 mm×250 mm, 5 μm ODS-2 HYPERSIL柱，柱温30 ℃；流动相为乙腈:水(V:V)=80:20，流速1 mL·min-1；进样量20 μL，检测波长228 nm。上述条件下，稻瘟酰胺的保留时间为4.2 min。

方法回收率：当沉积物中标样溶液的添加水平为1.0～10.0 mg·kg-1时，平均回收率为74.8%～91.7%，相对标准偏差(RSD)为0.5%～4.8%；水中添加水平为0.05～5.0 mg·L-1时，平均回收率为89.4%～91.9%，RSD为2.5%～2.8%；当鱼体中标样溶液的添加水平为1.0～10.0 mg·kg-1时，平均回收率为76.5%～101.9%，相对标准偏差(RSD)为12.7%～20.4%。

1.3 数据处理

若试验结束时水体及鱼体中药物含量变化已基本达到平衡，此时鱼体对药物的富集系数为：

BCF =Cfs/Cw

式中，Cfs，平衡时鱼体药物含量(mg·kg-1)；Cw平衡时水中药物含量(mg·L-1)。若试验结束时，鱼体中药物浓度未达平衡，用BCF8d表示。

2 结果(Results)

2.1 稻瘟酰胺水-沉积物降解特性

农药在水-沉积物系统中的降解作用是其在环境中消失的重要途径之一，是评价其对水生态系统影响的重要指标，也是影响农药在水生态系统的行为特性和归趋的重要因素。本试验选择在我国南方河网地区具有代表性的河流和湖泊水-沉积物系统，在好氧与积水厌气条件下，测定了稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的降解作用，为评价该农药对生态环境的安全性提供相应的科学资料。

2.2.1 好氧与厌氧条件下的水-沉积物降解作用

在25 ℃恒温条件下，稻瘟酰胺在好氧与厌氧条件下的降解试验结果见表2。

由表2可见，好氧和厌氧条件下，稻瘟酰胺在河流和湖泊水-沉积物系统中的降解均较好地遵循一级动力学方程(R2=0.8783～0.962)，好氧条件下，稻瘟酰胺在河流与湖泊水-沉积物系统中农药总量的降解半衰期分别为169.1、60.3 d(k=0.0041、0.0115 d-1)，厌氧条件下，河流与湖泊水-沉积物系统中降解半衰期分别为173.3、126.0 d(k=0.004、0.0055 d-1)。

2.2.2 稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的分布趋势

水-沉积物系统是多种营养物、污染物的汇集地，各种污染物通过大气沉降、废水排放、雨水淋溶与冲刷等方式进入水体，最后沉降到沉积物中，而后在一定条件下又向水相重新释放，成为水体再次污染的污染源。因此，研究稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的分布情况及行为特征极为重要。本试验分别测定了稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的各相(水体、沉积物相、水-沉积物系统)浓度变化，结果见图2。

图1 稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的降解动态Fig. 1 Degradation of fenoxanil in water-sediment system

表2 稻瘟酰胺在不同类型水-沉积物中的降解特性Table 2 Degradation kinetics of fenoxanil in different water-sediment

好氧条件下，在湖泊水-沉积物系统中，沉积物中的稻瘟酰胺在20 d时达峰值4.79 mg·kg-1，随后逐渐降低，水相农药浓度从0 d的4.62 mg·L-1降至180 d时的0.11 mg·L-1；在河流水-沉积物系统中，沉积物中农药峰值(6.03 mg·kg-1)出现时间为76 d，而180 d时水中浓度为0.28 mg·L-1。

厌氧条件下，稻瘟酰胺的降解动态呈现与好氧条件下相同的规律。在湖泊水-沉积物系统中，水中浓度从0 d的4.68 mg·L-1降至180 d时的0.16 mg·L-1，20 d时沉积物农药浓度达峰值(3.06 mg·kg-1)，随后逐渐下降。在河流水-沉积物系统中，沉积物中浓度在76 d时达最大值(5.92 mg·kg-1)，180 d后下降为3.23 mg·kg-1；水中农药浓度从0 d的4.57 mg·L-1降至180 d的0.51 mg·L-1。

2.2 稻瘟酰胺的鱼类生物富集性

当理论暴露质量浓度为0.06、0.6 mg·L-1时，2 d后鱼体内开始有稻瘟酰胺农药检出，体内的农药质量分数测定值分别为2.18 mg·kg-1和14.63 mg·kg-1；随后农药质量分数逐渐增加且趋于稳定，8 d后鱼体内的农药质量分数测定值分别为2.08 mg·kg-1和14.90 mg·kg-1，BCF值分别为189.1和64.8 (见表3)。

3 讨论(Discussion)

由表2可以看出，不同类型水-沉积物系统中的降解半衰期进行比较，在好氧和厌氧条件下，湖泊沉积物系统中的降解速率要快于河流沉积物系统，湖泊沉积物有利于稻瘟酰胺的降解。由图2可见，在好氧与厌氧条件下，河流和湖泊水-沉积物系统中的稻瘟酰胺较快地由水相向沉积物相中富集。从沉积物中农药含量变化曲线来看，沉积物中的含量变化趋势呈现先快速升高，再逐渐下降的一个峰形形状，湖泊沉积物中浓度最大点均处于20 d，河流沉积物中的浓度最大点落于76 d，推测稻瘟酰胺在达到最大峰值的时候，主要作用力为沉降/吸附过程，而随后则主要是释放或消解过程。水相中农药含量变化主要呈现快速消解下降趋势。稻瘟酰胺在水中具有非常强的稳定性[11]，说明在水-沉积物系统中，化合物的水解不是主要因素，水-沉积物系统中水体中的稻瘟酰胺减少主要是由沉积物吸附沉降引起。水-沉积物系统中稻瘟酰胺的降解趋势与沉积物中降解趋势相接近，说明稻瘟酰胺在水-沉积物系统中的降解主要受沉积物中的农药浓度变化影响，而水相的水解作用对整个水-沉积物系统中农药降解的影响不显著。

鱼类生物富集作用是指污染物从水环境中进入鱼体内蓄积的能力。通常以生物富集系数(BCF)来表征污染物在鱼体累积的趋势。用以描述鱼体对污染物富集效应的指标，是评价污染物环境和健康风险的重要指标之一。污染物的生物富集作用越强，对生物的污染程度与慢性危害作用越大[12-14]。表3数据显示，稻瘟酰胺在鱼体中的蓄积能力较强，暴露时间为2 d时即能达到较高水平，随着暴露时间的增加鱼体中的蓄积含量也逐渐增加。至8 d时鱼体中的蓄积含量达到最大值。根据表3中鱼体内和水相中农药质量浓度值，可计算得到BCF8d的最大值分别为189.1、64.8。

根据经典的Kow值估算法[15]估算稻瘟酰胺BCF值，估算式为：

lgBCF =0.76lgKow-0.23

根据公式和稻瘟酰胺的Kow值(3.53)，计算出稻瘟酰胺的生物富集系数BCF估算值为283.8。这一模型估算的结果与试验结果较为相近。

同时本研究发现，鱼体中的稻瘟酰胺蓄积含量与相应水体中浓度没有等比关系，不因暴露浓度增大而等比增大。Franke[16]研究了苯酚在鱼体内的富集特性，发现当暴露浓度为60 mg·L-1时，其BCF值为1.9，当暴露浓度降为32.7 μg·L-1时，BCF值上升为4 312。同时，许静等[17]研究发现，磺胺类抗生素磺胺二甲嘧啶和磺胺甲恶唑在低浓度暴露下，斑马鱼中的富集性最大。Nallani等[18]研究发现，生物对环境中药物的富集并非无止境，而是有一定的限度，当达到一定阈值时，药物在生物体内的消解(或排出)速度与吸收速度相当，即达到富集平衡。本试验的结果也证明稻瘟酰胺在低浓度暴露条件下，斑马鱼中的富集性要大于高浓度暴露条件。

根据《化学农药环境安全评价试验准则》[8]农药生物富集性划分等级标准，稻瘟酰胺农药属于中等生物富集性农药。

综上所述：(1)好氧条件下，稻瘟酰胺在河流与湖泊水-沉积物系统中农药总量的降解半衰期分别为169.1 d、60.3 d；厌氧条件下，河流与湖泊水-沉积物系统中降解半衰期分别为173.3 d、126.0 d。稻瘟酰胺在水沉积物系统中较难降解。(2)稻瘟酰胺在斑马鱼中的生物富集系数BCF8d达64.8～189.1，具有中等富集性。

稻瘟酰胺在水体系统中具有较强的稳定性，在水-沉积物系统中降解半衰期长，具有一定的的生物富集性，综合评价认为，稻瘟酰胺在地表水生物中的富集性较强，对水体生物具有潜在的污染风险性，应引起高度重视。

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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

中央级公益性科研院所基本科研业务专项(农药生态影响再评估技术研究2014-002)

吴文铸(1983-)，男，副研究员，研究方向为农药环境安全评价，E-mail: wwz@nies.org

10.7524/AJE.1673-5897.20160308001

2016-03-08 录用日期：2016-05-16

1673-5897(2016)6-223-07

X171.5

A

吴文铸, 孔德洋, 何健，等. 稻瘟酰胺在水/沉积物中的降解及生物富集性研究[J]. 生态毒理学报，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)