白马河流域除草剂及其代谢产物的时空分布特征与生态风险评价

叶敦雨, 孙小银,2, 赵忠强, 孙佳瑶

(1.曲阜师范大学 地理与旅游学院, 山东 日照 276826; 2.南四湖湿地生态与环境保护山东省高校重点实验室, 山东 日照 276826)

阿特拉津(ATR)又名莠去津，是三嗪苯类除草剂中的一种，可有效抑制阔叶杂草的光合作用，从而去除杂草。由于其除草效率高，价格低廉，在全球范围内已广泛使用40 a余，对全球生态环境造成了不同程度的影响[1-3]。目前，ATR被列入世界卫生组织国际癌症研究机构公布的3类致癌物清单中[4]。相比于其他农药，ATR及其代谢产物脱乙基阿特拉津(DEA)和脱异丙基阿特拉津(DIA)，其水溶性及稳定性较强，在水中半衰期较长，至少为42 d[4-5]。水体中存在的ATR及其代谢产物浓度微克每升的水平，也会影响水生动物的性发育[6-7]。有研究表明，ATR会导致非目标植物生长发育迟缓甚至完全死亡，对豹蛙、美洲蟾蜍、虹鳟鱼和斑点叉尾鱼有急性毒性，会导致哺乳动物性激素失衡，且具有遗传毒性；而ATR的代谢产物DEA和DIA会抑制单细胞藻类的光合作用，诱导水中两栖动物性别比例偏雌性化并产生亚致死现象，改变斑马鱼幼苗对大肠杆菌的免疫反应能力，增加斑马鱼幼苗的类过敏反应，对浮萍的生长有显著的负面影响[8-9]。意大利和德国等欧洲国家已经将ATR及其2种代谢产物列为饮用水常规检测项目，美国环保局(USEPA)也已将它们纳入环境调查项目中[10]。随着全球气候变化加剧，极端降水事件的频率增加，ATR及其代谢产物随地表径流冲刷侵蚀进入地表河湖并输送至近海大陆架，加剧了水体ATR及其代谢产物污染的范围[11-13]。

中国从20世纪80年代开始使用ATR，之后使用面积递增，每年用量不断增加[14]，尤其是在华北和东北地区施用更加广泛[15]。直至目前，中国针对ATR的使用仍未明确禁止。由于ATR的大量施用，导致了一系列环境污染问题。中国太湖、淮河、辽河、北京官厅水库、中国香港地区水库和河水等地表水中均有ATR检出的报道[7,16-19]。目前，关于大尺度流域地表水中ATR的环境行为的研究较多，针对农业小流域地表水中ATR及其代谢产物的研究相对较少。农业小流域由于其径流量较小、稀释能力弱，且又因集水区农业用地比例大，水中农药污染负荷远比大流域严重，更值得人们关注。此外，目前，国内外有关地表水农药污染的研究，大多按照河流水文特征分丰水期、枯水期等开展监测研究，围绕作物生长季持续开展农药监测的研究较少。而作物生长季正是农药施用的高峰季节，对周围水体的污染影响更值得关注。白马河是南四湖主要入湖河流之一，而南四湖是南水北调东线工程的调水湖泊之一，其水质关系着调水的成败。因此，白马河农药污染状况直接影响着南四湖水质污染状况，并间接影响南水北调东线工程输水水质。本研究拟通过对典型农业小流域——白马河流域地表水中ATR及其代谢产物的时空分布特征及生态风险进行研究，以期为农业小流域除草剂的管理、使用与保护决策提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

白马河位于山东省济宁市境内，地理坐标位于东经116°41′—117°11′，北纬35°07′—35°33′，地处鲁中南山地丘陵向鲁西南平原的过渡地带，流域地势低平，大致呈东高西低的地势，流域东部多为低山丘陵，中西部多为平原。河流发源于山东省邹城市北部黄山白马泉，流经曲阜、兖州、邹城、微山 4县市，是南四湖主要入湖河流之一，干流全长约 60 km，流域面积约 936.02 km2，主要支流有石墙河、大沙河、石里沟、望云河等。流域土壤多为冲积潮褐土、冲积潮棕壤和麻砂棕壤。流域位于暖温带大陆性季风气候区，雨热同期，降水多集中于夏、秋季节且多暴雨，流域多年平均降水量为691.19 mm。流域多年平均径流总量为3.26×107m3，年内径流变化较大，径流多集中于夏季。流域70%以上为农业用地，农业用水是流域水资源的主要消耗方式。流域大部分地区夏秋季多种植玉米，施用的主要除草剂为ATR。农药残留通过降水与灌溉等产生的地表径流和地下水等多种途径进入到地表水中。因为玉米生长季为6—9月，所以本研究在玉米生长季持续开展除草剂ATR及其代谢产物的污染研究。

1.2 样品采集与测定

1.2.1 样品采集 2018年6—9月每月对白马河进行野外常规水质参数现场测定及水样采集。样品采集从白马河上游大牛长水文站开始至下游入湖口附近九孔桥村，共计18个采样点，采样以及采样点的布设按照国家标准方法进行[20]，主要根据采样点周围的地形、土地利用状况、河流特征(如河流宽度、表面流速、浑浊度等)等设计采样点。样品采集过程中采用GPS进行定位，以获得精确的采样点分布。样品采集共分为两部分： ①现场测定常规水质参数； ②将水样用聚乙烯瓶密封低温保存至实验室测定ATR及其代谢产物DEA和DIA浓度。常规水质参数的测定采用便携式水质多功能参数仪(HQ30D，美国哈希公司)测定，现场测定地表水水温、pH值、溶解氧(DO)和电导率。水样采集采用聚乙烯瓶在各采样点不同位置采集2瓶水样，每瓶500 ml，每次共采集36瓶水样，合计144瓶水样。水样避光、低温保存至实验室。

1.2.2 样品测定 样品中ATR及其代谢产物根据Sun Xiaoying等(2019)的方法进行分析检测[21]，运用Agilent 6 890/5 973 N气相色谱仪进行测定。测定步骤主要分为水样的前处理和上机测试两个步骤。

(1) 水样的前处理步骤。水样经0.45 μm水系滤膜抽滤，用量筒准确量取500 ml以备富集，分别用2×2 ml乙酸乙酯、甲醇、超纯水活化固相萃取小柱(Waterrs Oasis HLB，6 cc)，水样以4～5 ml/min的速率匀速通过固相萃取小柱，富集完之后用2 ml超纯水淋洗，分别用2×2 ml乙酸乙酯—二氯甲烷混合液(体积比1∶1)洗脱收集，用氮吹仪(HZ-DCY-12 SF，上海皓庄仪器有限公司)吹脱浓缩至近干，最后加入1 ml正己烷(色谱纯)定容，然后上机测试。

(2) 上机测试。色谱条件，应用DB-5(30 m×0.32 mm×0.25 mm)色谱柱，进样口温度为240 ℃，进样方式为无分流进样，进样量为1 μL，柱温条件为初温50 ℃，停留1 min，然后以30 ℃/min升至220 ℃，停留2 min，再以2 ℃/min升至240 ℃，最后以30 ℃/min升至270 ℃，停留2 min。试验测定ATR，DEA和DIA方法检出限为0.01 μg/L，ATR，DEA和DIA回收率为95%～105%。

1.3 生态风险评价

生态风险评价是定量表征有毒污染物生态危害的一种评价体系[22]。生态风险评价包括：危害识别、暴露评价、影响评价[23]。危害识别是指分析污染物对生物潜在的不利影响。暴露评价是指通过对比模型预测或实际测定污染物的浓度与现有质量标准而进行的评价。中国地表水环境质量标准(GB3838-2002)规定地表水中ATR质量浓度≤3 μg/L，并未将代谢产物DEA和DIA包括进去，但由于其毒性与ATR类似，则全面考虑ATR对水环境的影响应该将其代谢产物的影响考虑在内[7]。本研究结果显示，作物生长季各月代谢产物与ATR之比值(Z)相对较高(表1)，说明单纯的ATR残留已经不能反映ATR的环境污染水平，必须整体考虑ATR及其代谢产物的影响。代谢产物与ATR之比均值为 18.44，说明代谢产物的残留量已超过母体化合物，成为影响水质的主要因素，故本研究综合分析各样品中ATR，DEA和DIA三者质量浓度之和——总质量浓度(SUM)，公式如下：

Z=(DEA+DIA)/ATR

(1)

SUM=ATR+DEA+DIA

(2)

影响评价是指对污染物的剂量—效应关系的评价。生态风险评价的主要工作体现在暴露评价和影响评价相结合的风险表征过程。表征污染物的生态风险有多种途径，本研究使用熵值法对ATR及其代谢产物的生态风险进行初步判断，风险熵(RQ，the risk quotient)的计算方法如下：

(3)

式中：MEC(the measured environmental concentration)为污染物的实测环境浓度,PEC(the predicted environmental concentration)为预测环境浓度,PNEC(the predicted no-effect concentrations)为预测无效应浓度。本研究使用白马河地表水中ATR,DEA和DIA的实际浓度(MEC),预测无效应浓度(PNEC)使用评估因子法确定,检出污染物的慢性毒性数据来自美国环保署开发的PBT分析器[24]。

1.4 数据分析与统计

首先采用Excel 2010软件进行求和及算数平均值等方法处理不同时间河流采样点ATR，DEA和DIA质量浓度数据。然后采用Pearson相关分析法对ATR，DEA和DIA分别与溶解氧(DO)、电导率、水温和pH值等常规水质参数的相关性进行分析，并进行显著性双侧检验。采用ArcGIS 10.2，Origin 2017和SPSS 20.0软件进行时空数据的处理。应用RQ对ATR，DEA和DIA分别进行生态风险评价。

2 结果与分析

2.1 常规水质参数

河流的水环境条件，如电导率，pH值，DO等常规水质参数，会影响农药的污染水平[25]。而且，农药的降解速率也取决于水的温度，pH值，农药自身的化学性质以及农药在水中的存留时间。白马河6—9月地表水水温、pH值、DO和电导率见图1。现场检测结果显示，河流DO平均质量浓度变化范围在1.19～14.54 mg/L之间，平均值为6.71±0.47 mg/L；DO平均质量浓度以8月最高(7.03 mg/L)，其次是7月(6.86 mg/L)，然后是6月(6.70 mg/L)，9月最低(6.24 mg/L)。7—8月DO浓度较高，可能原因是7—8月多暴雨，地表水流量大、DO浓度高，而9月降雨量小，径流量小，故DO浓度低。根据国家地表水环境质量标准(GB3838-2002)，DO各月平均质量浓度均优于Ⅱ类水质标准(>6 mg/L)。电导率变化范围在906～4 830 us/cm之间，平均值为1 610.50±220.68 us/cm。电导率值以9月最高(1 722.50 us/cm)，其次是8月(1 689.33 us/cm)，然后是6月(1 640.33 us/cm)，7月最低(1 389.82 us/cm)；电导率的高低与水体中各类离子的总浓度存在正相关关系[26-27]。白马河pH值变化范围在7.91～9.96之间，平均值为8.53±0.11，6—9月水体pH值均呈弱碱性。

相关分析表明，水体中DO，电导率，pH值等常规水质参数与水中ATR，DEA和DIA质量浓度的相关性均不显著，说明除常规水质参数之外，可能还有其他因素影响河流农药浓度的变化。

注：黑色圆点代表水质参数的平均值，白色柱子代表水质参数的主要分布范围，星号代表最高值与最低值。下同。

2.2 阿特拉津及其代谢产物污染的时间变化特征

ATR，DEA和DIA在作物生长季各月检出结果见表1。ATR在6—7月的地表水样中100%检出，8—9月检出率稍有下降，主要原因是6月为ATR的施用期，土壤中的ATR通过降水、灌溉等产生的地表径流流失进入河流，而8—9月检出率下降则可能是因为ATR的降解。

表1 白马河流域ATR，DEA和DIA各月检出率

代谢产物DEA，DIA在前两月检出率较低，后两月检出率增加，则可能是因为代谢产物在刚施用之后降解量较少，而后两月降解较多的缘故。

与国内外其他地区关于ATR，DEA在地表水中检出浓度的报道(表2)相比较，可以看出白马河地表水中ATR浓度处于中等水平，DEA浓度则处于较高水平。

表2 国内外流域ATR，DEA浓度 μg/L

白马河ATR，DEA，DIA和SUM各月平均质量浓度见图2。ATR平均质量浓度变化范围0～2.14 μg/L之间，平均值为0.28±0.17 μg/L；ATR 7月平均质量浓度最高(0.45 μg/L)，其次是6月(0.33 μg/L)，然后是9月(0.23 μg/L)，平均质量浓度最低的是8月(0.13 μg/L)。

图2 白马河流域ATR，DEA，DIA各月平均质量浓度及总质量浓度(SUM)

主要原因是除草剂的施用主要集中在6月，而降水则主要集中于7月、8月，丰沛的降水经地表径流侵蚀土壤导致除草剂流失进入河流，河流流量经地表径流的汇入逐渐增大，导致初时(7月)水体中ATR浓度较高，随着河流流量的不断增大及ATR的降解，ATR浓度降低。

DEA平均质量浓度变化范围在0～8.97 μg/L之间，平均值为1.35±0.35 μg/L；DEA 9月平均质量浓度最高(1.70 μg/L)，其次是6月(1.49 μg/L)，然后是7月(1.22 μg/L)，平均质量浓度最低的是8月(1.00 μg/L)。DIA平均质量浓度变化范围在0～9.97 μg/L之间，平均值为0.71±0.47 μg/L；DIA在 9月的平均质量浓度最高(1.17 μg/L)，其次是8月(1.04 μg/L)，然后是6月(0.38 μg/L)，平均质量浓度最低的是7月(0.23 μg/L)。综上所述，代谢产物DEA，DIA在9月浓度最高，推测此时大部分ATR在6月施用之后都逐渐降解为代谢产物，故其浓度最高。对比ATR，DEA和DIA可以发现，ATR各月平均质量浓度均低于其代谢产物。DEA，DIA浓度与母体化合物的平均比值为18.44(表3)，说明河流中的ATR大部分会降解为代谢产物。而9月比值最高，说明此时大部分ATR已经降解为代谢产物。

表3 白马河流域各月代谢产物与ATR之比(Z)

SUM变化范围在0.07～12.09 μg/L之间，平均值为2.34±0.76 μg/L，说明所有采集水样中均有除草剂或者代谢产物被检出。9月SUM最高，表明9月河流除草剂代谢产物自施用之后逐渐累积，污染相对较高。

2.3 阿特拉津及其代谢产物污染的空间变化

按照地形地貌特征可以将河流划分为上游、中游、下游3段，按月分别评价各采样点和河段除草剂ATR，DEA，DIA和SUM污染特征，结果见图3。纵观白马河沿程各采样点，各污染物浓度最高值大多出现于河流上游和中游。位于上游的大牛长水文站(s1)和中游的夹坊村(s11)的污染物浓度在各月一直处于较高水平。除6月下游郭里镇北洼七里沟(s15)DEA，SUM质量浓度最高(分别为5.69 μg/L，6.19 μg/L)外，其余各月下游污染物浓度均相对较低，这可能与河流下游河道宽阔、水流量大、稀释作用较强有关，导致下游污染物浓度较低。

图3 白马河流域6—9月ATR，DEA，DIA及其总合(SUM)沿程浓度变化情况

对比分析6月各河段ATR，DEA和DIA浓度，上、中、下游没有显著的差别，主要原因可能是6月为除草剂ATR的施用季节，除草剂在流域广泛施用，流失普遍，导致整条河流的除草剂污染在空间分布上没有明显的差别。

对比6—9月各河段SUM，随着时间推移，上游和中游SUM呈增长趋势，可能与ATR降解生成DEA和DIA有关；而下游SUM呈下降趋势，可能与雨季下游水量增长速度快，稀释作用不断加强有关。

2.4 阿特拉津及其代谢产物的生态风险评价

选取ATR外推因子(AF，the assessment factor)为10，DEA，DIA选取AF为100，确定污染物的 PNEC[25]，ATR，DEA和DIA的PNEC分别为10，20，30 μg/L (表4)。一般认为，当RQ>1时，为高风险；RQ介于0.1～1之间时，为中等风险；当RQ<0.1时，为低风险[32]。为了严格地评价地表水中农药的潜在危害，在本研究中农药的风险等级以该农药最大RQ值所在风险等级为准。评价结果显示，ATR，DEA和DIA风险等级均为中等，但ATR仅在河流中游1个采样点(毛堂水文站，s6)具有中等风险(RQ为0.21)，其他河段风险等级为低等；DIA在上游3个采样点(东纪沟大桥，s4；马楼水文站，s5)中存在中等风险，RQ分别为0.17，0.14，0.33；DEA共在15个采样点中具有中等风险，占采样点总数的21.1%，其中8个采样点位于河流上游(大牛长水文站，s1；东纪沟大桥，s4；马楼水文站，s5)，6个位于中游(石里沟支流，s10；夹坊村，s11)，1个位于下游(郭里镇北洼七里沟，s15)。综合ATR，DEA和DIA具有中等风险的采样点的空间分布，发现河流下游仅分布有1个采样点，其余采样点均位于河流上、中游，说明ATR，DEA和DIA的污染在白马河上、中游较为严重，下游污染较轻。

表4 对鱼类、水生无脊椎动物和藻类的生态毒性终点及农药的相关PNEC值(有效值)

3 讨 论

与母体化合物(ATR)一样，代谢产物DEA也被列为危害性较强的污染物，具有较高的生态风险，其在环境中的残留同样备受关注。然而，目前针对水环境中ATR代谢产物污染的时空分布开展的研究相对较少。代谢产物由母体化合物降解而来，其在水环境中的污染的时空分布不仅与农业径流的输入有关，还与母体化合物降解的速率、周围环境条件(如pH值、电导率等)有关，表现出与母体化合物不一样的时空分布特征。例如，本研究分析表明，地表水中母体化合物ATR的浓度在农药施用的早期(作物生长季的幼苗期)相对较高，而代谢产物则在作物生长季成熟期浓度较高，这是因为ATR降解为代谢产物需要一定的时间造成的。水环境中代谢产物浓度的时空分布的滞后性，这就需要对地表水环境作出与母体化合物不一样的措施。

此外，与大尺度流域相比，农业小流域流量小，稀释作用弱，对污染的稀释作用差，而农业流域农药施用广泛，污染输入量大，导致农业小流域污染负荷相对较高，往往存在比干流的污染更严重的现象，故而农业小流域的农药污染状况更需要得到关注。针对农业小流域污染防控，可以采取退耕还林、还草或建立河岸植被缓冲带、人工湿地等措施，能够有效拦截农药等面源污染物进入河流，减少对河流湖泊的污染。

4 结 论

(1) 在作物生长季所有采集的水样中均有除草剂ATR及其代谢产物DEA，DIA检出，ATR，DEA和DIA检出率分别为95.77%，95.77%，92.96%，说明在研究区内存在普遍的除草剂污染。

(2) ATR在6—7月的地表水样中100%检出，8—9月检出率稍有下降，代谢产物DEA，DIA在前两月检出率较低，后两月检出率增加。

(3) 与国内外同类地区研究相比，白马河流域ATR污染处于中等水平，但其代谢产物DEA污染相对较高。

(4) ATR在6月广泛施用，但是在地表水中7月平均浓度最高，主要与6月末至8月初降雨相对集中，地表径流侵蚀土壤导致除草剂流失进入河流；代谢产物DEA，DIA在9月浓度最高，这与母体化合物转化为代谢产物需要一定的时间有关。作物生长季中9月总除草剂浓度最高，其中代谢产物占有较大比重。两种代谢产物在水体中的浓度远大于母体化合物ATR，对白马河地表水的污染也更为显著。

(5) 生态风险评价结果显示ATR，DEA和DIA风险等级处于中等水平；19个中等风险数据中，其中18个为代谢产物浓度达到中等风险值。在本研究区，代谢产物浓度远高于ATR，代谢产物浓度与母体化合物的浓度的平均比值为18.44，因此，应该加强对代谢产物DEA和DIA的研究和控制，采取与母体化合物不一样的措施。