洪湖沉积物中有机氯农药的厌氧降解动力学

龚香宜１，何炎志１，祁士华２

（１．武汉科技大学资源与环境工程学院，武汉 ４３００８１；２．中国地质大学生物地质与环境地质国家重点实验室，武汉 ４３００７４）

摘要：通过模拟试验，对洪湖沉积物中的有机氯农药在厌氧条件下的降解动力学过程进行了研究。结果表明，在厌氧条件下天然沉积物中大部分有机氯农药均可缓慢降解，其中降解较明显的有β－ＨＣＨ、ｐ，ｐ′－ＤＤＴ及ｏ，ｐ′－ＤＤＴ，降解最慢的为β－ＨＣＨ。ｐ，ｐ′－ＤＤＴ在厌氧条件下的主要降解产物为ｐ，ｐ′－ＤＤＤ，导致ｐ，ｐ′－ＤＤＤ的含量有所上升。其他几种有机氯农药的降解速率顺序大致为：α－氯丹＞α－ＨＣＨ＞ＨＣＢ＞ｐ，ｐ′－ＤＤＥ，并且这几种有机氯农药的厌氧生物降解均符合准一级反应动力学方程，其厌氧降解动力学常数分别为ｋ１＝０．０１３ ７ ｄ－１，ｋ２＝０．００７ ８ ｄ－１，ｋ３＝０．００４ ２ ｄ－１，ｋ４＝０．０００ ５ ｄ－１。

教育期刊网 http://www.jyqkw.com
关键词 ：沉积物；有机氯农药；厌氧降解；洪湖

中图分类号：Ｘ１３１．３ 文献标识码：A 文章编号：0439－８114（２０15）02－0318-03

DOI:10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.02.016

有机氯农药是典型的持久性有机污染物，微生物降解是其在自然条件下转化和消除的主要途径。但是，由于氯取代基的存在，使这类化合物的生物降解性较低，毒性增大，且在好氧条件下极难被生物降解。据研究，在厌氧条件下，很多氯代有机物的生物降解性均有所提高［１］，而天然水沉积物经常处于缺氧状态下，因此在沉积物中，生物的缺氧脱氯作用是氯代有机污染物最重要的代谢方式。

目前，在氯代有机污染物进行厌氧脱氯研究中，多以多氯联苯［２，３］和氯代直链脂肪烃［４］等为目标。在有机氯农药研究过程中，主要探讨人为控制的条件下，添加碳源、化学还原剂等对其降解的影响［５，６］。但是，关于在多种有机氯农药共存的天然状态下，尚未涉及有机氯农药在水体沉积物中的厌氧降解动力学行为和转化规律的研究。

本试验主要研究洪湖沉积物中的有机氯农药在自然状态下的缺氧脱氯降解行为，在一定程度上揭示有机氯农药在天然水体沉积物中的转化规律，重新认识有机氯农药在天然水系统中的转化和环境风险性，并为进一步研究水体沉积物中有机氯农药污染的生物修复提供理论依据。

１ 材料与方法

１．１ 厌氧降解试验

用内径７０ ｍｍ的ＰＶＣ管在洪湖采集１０ ｃｍ的柱状沉积物。为避免沉积物界面扰动，采集时保留５ ｃｍ上覆水，将ＰＶＣ管两端用橡皮塞塞紧，形成一个稳定密闭的空间，垂直放置于固定搁架上。回到实验室后，打开沉积柱上端开口，将连接氮气瓶的硅胶管伸入水面以下，通入５ ｍｉｎ氮气，然后迅速将硅胶管拔出，将开口用橡皮塞塞紧，并用聚四氟乙烯生料带密封。分别于第０、４０、６０、８０、１００、１２６天取样，－２０ ℃冷冻保存备用。每次样品采集完毕后仍然与前述相同，通入５ ｍｉｎ氮气，然后将沉积柱开口用橡皮塞塞紧、密封，直到下次采样。

１．２ 有机氯农药测定

将冷冻干燥后的沉积物样品，加入回收率指示物，用二氯甲烷作溶剂，在索氏提取器中抽提２４ ｈ，并用活化的铜片脱硫。再将沉积物提取液在旋转蒸发仪上浓缩至２ ｍＬ，加入硅胶／氧化铝层析柱净化，用２５ ｍＬ的二氯甲烷／正己烷（２∶３，V/V）混合液淋洗柱体。过柱后的液体再继续浓缩至０．５ ｍＬ后，转移至２ ｍＬ的细胞瓶中，用柔和的氮气吹至０．２ ｍＬ，加入４ μＬ内标物放入冰箱中待测。采用ＡｇｉｌｅｎｔＨＰ６８９０型气相色谱仪，配６３Ｎｉ电子捕获检测器，色谱柱为ＨＰ–５石英毛细管柱（３０．００ ｍ×０．３２ ｍｍ×０．２５ μｍ），进样口温度２９０ ℃，检测器温度为３００ ℃。升温程序：１００ ℃保持１ ｍｉｎ，以４ ℃／ｍｉｎ升至２００ ℃，以２ ℃／ｍｉｎ升至２３０ ℃， 再以８ ℃／ｍｉｎ升至２８０ ℃，保持１５ ｍｉｎ。待测样品以不分流进样２ μＬ，内标法定量。

有机氯农药标准物质为由μ－ＨＣＨ、α－ＨＣＨ、μ－ＨＣＨ、ＨＣＢ、α－氯丹、ｐ，ｐ′－ＤＤＥ、ｐ，ｐ′－ＤＤＤ、ｏ，ｐ′－ＤＤＴ和ｐ，ｐ′－ＤＤＴ共９种物质组成的混合标样，回收率指示物为２，４，５，６－四氯间二甲苯（ＴＣＭＸ）和十氯联苯（ＰＣＢ２０９），内标化合物为五氯硝基苯（ＰＣＮＢ）。方法检测限为０．００１～０．００５ ｎｇ／ｇ，回收率范围为７２％～１０３％，所有样品均经过回收率校正。

２ 结果与分析

２．１ 沉积物中有机氯农药的厌氧降解特征

厌氧条件下沉积物中有机氯农药的含量变化如表１所示。由表１可知，随着降解时间的延长，沉积物中大多数有机氯农药的含量出现不同程度的降低。其中比较明显的为α－ＨＣＨ、ｐ，ｐ′－ＤＤＴ及ｏ，ｐ′－ＤＤＴ，在厌氧试验的第４０天，即第一次采样时，这些化合物在沉积物中的含量已经低于检测限度。其主要原因有两点，①这些化合物相对较容易降解；②另外这些物质本身在沉积物中的含量比较低。大量研究表明［７］，与其他类型的有机氯农药对比，这几种化合物更易降解，因此若无新的输入，这几种化合物在各大水体沉积物中的含量均较低。β－ＨＣＨ的含量变化趋势不明显，在整个试验期内基本未降解。β－ＨＣＨ分子结构中所有氯原子均处于碳架的平面上，使得其相对其他异构体物理性质更加稳定，更难被微生物降解［８，９］。另外，ｐ，ｐ’－ＤＤＤ的含量不降反升。

因上述几种有机氯农药的含量变化太小，在此不作详细讨论。其他有机氯农药的生物降解率曲线如图１所示。由图１可知，沉积物中的有机氯农药在天然状态下的降解过程极为缓慢。其降解速率的顺序大致为：α－氯丹＞α－ＨＣＨ＞ＨＣＢ＞ｐ，ｐ′－ＤＤＥ。其中，α－氯丹降解速率稍快，在４个月内，降解率将近达到８０％。而ｐ， ｐ′－ＤＤＥ的降解速率则非常缓慢， 在４个月内， 降解率不到１０％。众多研究表明，脱氯是氯代有机化合物生物降解的关键步骤［１０］。在厌氧微生物作用下，氯代有机物上的有机氯首先得到电子，然后从苯环上脱下来，发生还原脱氯反应。在这一过程中，化合物本身的氧化还原电势起关键作用。此外，化合物本身的空间结构对反应的进行也有一定影响。不同的多氯代有机物，因其具有不同的氧化还原电势和空间结构，所以生物降解速率明显不同［１１］。

对比ｐ，ｐ′－ＤＤＴ、ｐ，ｐ′－ＤＤＤ和ｐ，ｐ′－ＤＤＥ的含量变化（表１）可知，在试验的前４０ ｄ内，ｐ，ｐ′－ＤＤＴ的含量下降，而ｐ，ｐ′－ＤＤＤ的含量却略有上升，并且ｐ，ｐ′－ＤＤＴ减少的量基本等于ｐ，ｐ’－ＤＤＤ增加的量。研究表明，ｐ，ｐ′－ＤＤＴ在厌氧条件下的主要降解产物是ｐ，ｐ′－ＤＤＤ［１２］，因此，试验中ｐ，ｐ′－ＤＤＤ含量的增加可能主要来源于ｐ，ｐ′－ＤＤＴ的降解。而ｐ，ｐ′－ＤＤＥ主要是ｐ，ｐ′－ＤＤＴ在好氧条件下的降解产物，因此含量未见升高，反而略有降低。随着试验的进行，ｐ，ｐ′－ＤＤＥ的含量一直呈降低趋势，而ｐ，ｐ′－ＤＤＤ的含量变化不明显。虽然ｐ，ｐ′－ＤＤＥ的性质稳定，但在厌氧条件下，仍可发生还原脱氯反应生成ｐ，ｐ′－ＤＤＭＵ，因此这可能是试验中ｐ，ｐ′－ＤＤＥ含量降低的主要原因［1３］。另外，尽管ｐ，ｐ′－ＤＤＤ也可发生脱氯化氢作用生成ｐ，ｐ′－ＤＤＭＵ，但需要好氧环境，因此在厌氧条件下，ｐ，ｐ′－ＤＤＤ的降解趋势不明显。

２．２ 厌氧降解动力学

根据表１的数据，对α－氯丹、α－ＨＣＨ、ＨＣＢ及ｐ，ｐ′－ＤＤＥ进行反应动力学回归如图２所示。由图２可知，有机氯农药的厌氧生物降解符合准一级反应动力学，动力学方程如表２所示。经过Ｆ检验，４个准一级动力学方程的相关性在α＝０．０１水平上十分显著。其降解动力学常数分别为ｋ１＝０．０１３ ７ ｄ－１，ｋ２＝０．００７ ８ ｄ－１，ｋ３＝０．００４ ２ ｄ－１，ｋ４＝０．０００ ５ ｄ－１。

３ 结论

在厌氧条件下，沉积物中的大部分有机氯农药均可缓慢降解。其中降解较明显的有α－ＨＣＨ、ｐ，ｐ′－ＤＤＴ及ｏ，ｐ′－ＤＤＴ，降解最慢的为β－ＨＣＨ。

α－氯丹、α－ＨＣＨ、ＨＣＢ及ｐ，ｐ′－ＤＤＥ的缺氧生物降解均符合准一级反应动力学方程，降解速率顺序大致为：α－氯丹＞α－ＨＣＨ＞ＨＣＢ＞ｐ，ｐ′－ＤＤＥ，其降解动力学常数分别为ｋ１＝０．０１３ ７ ｄ－１，ｋ２＝０．００７ ８ ｄ－１，ｋ３＝０．００４ ２ ｄ－１，ｋ４＝０．０００ ５ ｄ－１。

教育期刊网 http://www.jyqkw.com
参考文献：

［１］ 王帅杰，全 燮，赵慧敏，等．Ｆｅ２＋对辽河沉积物中ＤＤＴ、ＨＣＢ缺氧生物降解影响研究［Ｊ］．大连理工大学学报，２００２，４２（２）： １８１－１８４．

［２］ ＣＨＵＡＮ Ｈ Ｈ， ＳＨＩＵ Ｍ Ｌ． Ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ ｃｏｐｌａｎａｒ ＰＣＢ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｏｎ ｄｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｎｇ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｃｏｍｍｕｎｉｔｉｅｓ ａｎｄ ｄｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎ ｉｎ ｅｓｔｕａｒｉｎｅ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ， ２０１１， ８２： ４８－５５．

［３］ ＤＡＢＲＯＷＳＫＡ Ｌ， ＲＯＳＩＳＫＡ Ａ． Ｃｈａｎｇｅ ｏｆ ＰＣＢｓ ａｎｄ ｆｏｒｍｓ ｏｆ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ｉｎ ｓｅｗａｇｅ ｓｌｕｄｇｅ ｄｕｒｉｎｇ ｔｈｅｒｍｏｐｈｉｌｉｃ ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｄｉｇｅｓｔｉｏｎ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ， ２０１２， ８８： １６８－１７３．

［４］ ＢＯＯＰＡＴＨＹ Ｒ． Ａｎａｅｒｏｂｉｃ ｂｉｏｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｃａｒｂｏｎ ｔｅｔｒａｃｈｌｏｒｉｄｅ ｕｎｄｅｒ ｖａｒｉｏｕｓ ｅｌｅｃｔｒｏｎ ａｃｃｅｐｔｏｒ ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］． Ｂｉｏｒｅｓｏｕｒｃｅ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２００２， ８４（１）： ６９－７３．

［５］ ＹＡＯ Ｆ Ｘ， ＪＩＡＮＧ Ｘ， ＹＵ Ｇ Ｆ， ｅｔ ａｌ． Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ ｏｆ ａｃｃｅｌｅｒａｔｅｄ ｄｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｐ，ｐ’－ＤＤＴ ｉｎ ａｃｉｄｉｃ ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ［Ｊ］． Ｃｈｅｍｏｓｐｈｅｒｅ， ２００６， ６４（４）： ６２８－６３３．

［６］ ＮＡＧＰＡＬＡ Ｖ， ＢＯＫＡＲＥ Ａ Ｄ， ＣＨＩＫＡＴＥ Ｒ Ｃ， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｄｕｃｔｉｖｅ ｄｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ α－ｈｅｘａｃｈｌｏｒｏｃｙｃｌｏｈｅｘａｎｅ ｕｓｉｎｇ Ｆｅ－Ｐｄ ｂｉｍｅｔａｌｌｉｃ nａｎｏｐａｒｔｉｃｌｅｓ［Ｊ］． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈａｚａｒｄｏｕｓ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，２０１０，１７５： ６８０－６８７．

［７］ 刘楠楠，陈 鹏，朱淑贞，等．辽河和太湖沉积物中ＰＡＨｓ和ＯＣＰｓ的分布特征及风险评估［Ｊ］．中国环境科学，２０１１，３１（２）：２９３－３００．

［８］ ＳＵＮ Ｊ， ＦＥＮＧ Ｊ， ＬＩＵ Ｑ， ｅｔ ａｌ． Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ａｎｄ ｓｏｕｒｃｅｓ ｏｆ ｏｒｇａｎｏｃｈｌｏｒｉｎｅ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ（ＯＣＰｓ） ｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ｆｒｏｍ ｕｐｐｅｒ ｒｅａｃｈ ｏｆ Ｈｕａｉｈｅ Ｒｉｖｅｒ， Ｅａｓｔ Ｃｈｉｎａ［Ｊ］． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈａｚａｒｄｏｕｓ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ， ２０１０， １８４： １４１－１４６．

［９］ 柳 敏，吴有方，方利江，等．河西走廊及兰州地区土壤中典型有机氯农药残留研究［Ｊ］．农业环境科学学报，２０１２，３１（２）：３３８－３４４．

［１０］ ＣＨＥＮ Ｉ， ＷＡＮＩＴＣＨＡＰＩＣＨＡＴ Ｗ， ＪＩＲＡＫＩＴＴＡＹＡＫＯＲＮ Ｔ， ｅｔ ａｌ． Ｈｅｘａｃｈｌｏｒｏｂｅｎｚｅｎｅ ｄｅｃｈｌｏｒｉｎａｔｉｏｎ ｂｙ ｉｎｄｉｇｅｎｏｕｓ ｓｅｄｉｍｅｎｔ ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ［Ｊ］． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈａｚａｒｄｏｕｓ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ， ２０１０， １７７： ２４４－２５０．

［１１］ 贾青竹，王 昶，李桂菊，等．ＨＣＢ 与γ－ＨＣＨ 在辽河沉积物中的缺氧降解动力学［Ｊ］．中国环境科学，２００５，２５（Ｚ１）：５２－５５．

［１２］ ＨＩＴＣＨ Ｒ Ｋ， ＤＡＹ Ｈ Ｒ． Ｕｎｕｓｕａｌ ｐｅｒｓｉｓｔｅｎｃｅ ｏｆ ＤＤＴ ｉｎ ｓｏｍｅ Ｗｅｓｔｅｒｎ ＵＳＡ ｓｏｉｌｓ［Ｊ］． Ｂｕｌｌｅｔｉｎ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，１９９２，４８（２）：２５９－２６４．

［１３］ ＣＯＶＡＣＩ Ａ， ＧＨＥＯＲＧＨＥ Ａ， ＯＲＩＥＴＡ ＨＵＬＥＡ Ｏ， ｅｔ ａｌ． Ｌｅｖｅｌｓ ａｎｄ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｏｒｇａｎｏｃｈｌｏｒｉｎｅ ｐｅｓｔｉｃｉｄｅｓ， ｐｏｌｙｃｈｌｏｒｉｎａｔｅｄ ｂｉｐｈｅｎｙｌｓ ａｎｄ ｐｏｌｙｂｒｏｍｉｎａｔｅｄ ｄｉｐｈｅｎｙｌ ｅｔｈｅｒｓ ｉｎ ｓｅｄｉｍｅｎｔｓ ａｎｄ ｂｉｏｔａ ｆｒｏｍ ｔｈｅ Ｄａｎｕｂｅ Ｄｅｌｔａ， Ｒｏｍａｎｉａ［Ｊ］． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ， ２００６， １４０（１）： １３６－１４９．

（责任编辑 韩 雪）