水—土环境中农药迁移富集规律研究 ——以江汉平原为例

论文摘要

本文以江汉平原为例，以该区域地下水和地表水为研究对象，其中地下水为该区主要饮用水水源，地表水包括雨水，湖水和江水，调查了该区域基本水化学特征，水土环境中农药残留现状，水土界面影响农药残留的因素，地下水-地表水的相互作用关系及其对农药运移的影响和土壤有机质与农药污染物间的吸附机理探讨。本研究中对有机氯和有机磷农药均做了残留分析，有机氯农药包括甲体六六六、六氯苯、乙体六六六、丙体六六六、丁体六六六、七氯、艾氏剂、七氯环氧化物、反式硫丹、滴滴伊、狄氏剂、异狄氏剂、顺式硫丹、滴滴滴、邻，对-滴滴涕、异狄氏剂醛、硫丹硫酸盐、对，对-滴滴涕和甲氧滴滴涕，有机磷农药包括甲胺磷、敌敌畏、辛硫磷、治螟磷、甲拌磷、乐果、二嗪农、甲基对硫磷、马拉硫磷、对硫磷、水胺硫磷和喹硫磷。地下水根据研究区域水文地质条件和取样井的深度分为两大类，浅层孔隙承压水和潜水，采样井类型有敞口井和压水井两大类。依苏卡列夫分类地下水主要为HCO3-Ca·Mg型，其中潜水类型相对较为复杂，各个区域不具有一致性，地表水绝大部分为HCO3-SO4-Ca-Mg。As，Si，Mn，S，Fe和NO3-在研究区空间上有较明显不均一性，其中Mn，As和NO3-超过了世界卫生组织饮用水标准，潜水中NO3-浓度竟高达150-190 mg/l，极可能是由频繁的农业活动所致。本研究采集了大量水样和土样分析其中农药的残留量并研究其相关影响因素。固相萃取-气相色谱/电导检测器和索式抽提-气相色谱/电导检测器分别用来分析水样和土样中的有机氯农药的浓度，固相萃取-气相色谱/脉冲火焰光度检测器和震荡萃取-气相色谱/脉冲火焰光度检测器分别用来分析水样和土样中的有机磷农药的残留量。对于有机氯农药，异狄氏剂、顺式硫丹、邻，对—滴滴涕和异狄氏剂醛在所有的水样中均没有检出。河水中的农药量明显高于地下水中的含量，只有极少数地下水样中农药量较高。汉江水有四个水样总有机氯农药浓度超过欧盟规定的饮用水标准浓度（500ng/l），最高的高达1075 ng/l。潜水中总有机氯农药浓度范围为17．0～58．7 ng/l，承压含水层中为1．9～636．0 ng/l。六六六各异构体、六氯苯、艾氏剂和七氯环氧化物检出率较高，其中七氯环氧化物检出最为频繁，但浓度一般较低，为1 ng/l左右。江水中的高浓度极可能是由灌溉和雨水在地表径流从农田运移了大量的农药，此外生活污水，工业废水，非点源和直接倾入江水的农药也可造成江水中异常高的农药含量。多数水样检出多种农药，硫丹硫酸盐浓度比别的农药较高，而且远远高出欧盟的饮用水标准，高达753 ng/l。潜水中七氯、七氯环氧化物、狄氏剂、反式硫丹、滴滴伊、硫丹硫酸盐和对，对—滴滴涕均没有检出。甲氧滴滴涕和对，对—滴滴涕在江水中没有检出。甲氧滴滴涕仅在承压含水层样品中有检出。六六六类在汉江中的检出含量远大于地下水中含量，而且其含量沿着汉江从上游至下游升高，到下游35号点时高达125 ng/l，可能由地表径流或汉江沿岸某处点源污染造成，尤其是在丰水期，土壤侵蚀加剧，农药更易被带入河流或从上游带至下游。35号水样及附近地下水样中，甲体六六六在六六六类农药中占主导地位，可能归于近期的六六六类农药的使用或者通过大气由别的区域经过远距离传输所致，但甲体六六六浓度高于丁体六六也可能表明过去有林丹使用。滴滴涕类总浓度略小于六六六类农药，可能是因为DDT类溶解度较小，滴滴伊在江水样中含量较高，因为它是DDT在好氧条件下的降解产物，而江水流动量大提供了很好的好氧环境。而在有DDT类农药检出的地下水样中，仅仅DDD被检出，因为它是DDT在厌氧条件下的降解产物，而地下水含水层沉积物提供了很好的还原环境。滴滴涕及其降解物的浓度表明此类农药残留来自过去的使用，但是在No．35的结果表明此处可能有新近的滴滴涕类农药的使用。本研究选取了三个点取土壤样品研究剖面上有机氯农药浓度的变化，三个点上浓度随深度变化并不一致，但是峰值浓度基本都集中在10到50 cm，100 cm深处一般都没有任何检出。滴滴涕类在土壤剖面的检出率大于90%，分析结果也表明滴滴涕类农药是含量最大的，六六六类其次，再次是艾氏剂。土壤样品中甲、乙、丙、丁体六六六农药的检出浓度从大到小的顺序依次为丁体六六六＞乙体六六六＞丙体六六六＞甲体六六六，与这些异构体的降解速率一致，它们的降解速率从大到小为甲体六六六＞丙体六六六＞丁体六六六＞乙体六六六，这样导致丁体六六六和乙体六六六成为主要组分。而对于滴滴涕类农药，对，对滴滴涕/总滴滴涕含量的比值表明可能有新近DDT的使用，滴滴涕代谢产物中滴滴伊是主要组分，表明过去使用的DDT经由了风化了的农田土壤长期停留在厌氧环境下，邻，对—滴滴涕和对，对—滴滴涕含量也较高，其中邻，对—滴滴涕稍低一点，可能是由于挥发性较对，对—滴滴涕强些。这三个点对应的井深均为17m，绝大多数有机氯农药在井水中没有检出，表明它们的淋滤路径不是太长，或者降解伴随下渗过程发生，以至于未能到达井水中，但是，不合理的农药实用方式和高剂量的使用也会导致其进入深井井水中。比起有机氯农药来说，汉江中有机磷农药的检出要低很多，最高含量只有604．2 ng/l，但是地表水中的有机磷农药含量比大多数地下水中都要高出很多，就地下水来说，大多数含量低于100 ng/l，甲拌磷、乐果、二嗪农和喹硫磷含量相对较高，各类水环境中各种有机磷农药的峰值从高到低的顺序为湖水（雨水）＞汉江水＞潜水＞承压水．就农药本身来看，甲胺磷和乐果的平均浓度比其它有机磷农药要高，往往超过了欧盟的饮用水标准，0．1μg/l，这与它们在该地区的大量使用有关，它们在水样中的最大浓度分别是137．9 ng/l和344．0 ng/l。除了甲胺磷，马拉硫磷，水胺硫磷和喹硫磷以外，其余的峰值都是出现在雨水样里，但是临近的井水样中却没有有机磷农药的检出，这表明雨水中的高含量由于农药施用后由大气传输或蒸腾挥发所致。各点土壤剖面上的有机磷农药浓度变化及其与对应井水中的农药浓度并没有表现出一致的趋势和关系，这由于两方面原因造成，一来各地农药施用情况不尽相同，二是有机磷在淋滤下渗过程中极不稳定，受土壤及本身物化性质影响较大，但是从剖面浓度变化来看，主要淋滤吸附作用带依然在从表层土壤至50 cm处。甲胺磷和乐果在大多数采样点土壤样中检出率较高而且，伴随有较高的浓度值，这个与水环境中的结果一致。甲基对硫磷和马拉硫磷在土壤样品中检出率也较高，但是在地下水样中未被检出，表明这两种农药降解速率较快。其余的农药只有微量检出或者检出率较低，敌敌畏和辛硫磷在土壤样品中没有检出，但是偶尔出现在地下水样中，可能由农药施用时的渗漏造成直接污染水源。本研究也分析了土壤垂向剖面中的农药变化规律，对于有机氯农药来说，峰值一般出现在从表层土到地下50cm，但是有机磷农药极不规律，个别剖面中残留量峰值竟出现在100 cm。依本研究中考虑的因素来看，农药残留量的主要受pH，有机质含量，含水量，粘土（粉砂）矿物含量和氧化还原环境，水环境中pH作用比土壤环境中较为明显。因此，向土壤中添加粪肥等可以提高其有机质含量来降低农药对地下水的污染，或者添加一些粘性矿物如蒙脱石来增加粘土含量在土壤中吸附更多的农药污染物，避免它们往下渗透。此外，农药的施用方式方法也要结合当地的土壤性质，要避免在易渗透的砂质土壤处大量施用农药，当然从保护地下水水源来看，饮水用井的构造也应该尽量严格，井壁尽量密封严实，农药的选择，施用的频率和用量也应该遵守一定的标准。此外，本研究还包括原样土柱的淋滤实验，原样土柱采白江汉平原仙桃地区，淋滤实验的目标农药采用草甘膦和阿特津农，尽管这两种农药没有在本研究中做残留调查，但这两种农药是国际上广泛使用的极具代表性的杀虫剂。经过长度为15 cm的土柱淋滤160小时后，出水中的阿特津农基本与淋滤前农药相等，而对于草甘膦来说，出水中草甘膦浓度及其代谢产物氨甲基膦酸浓度的总和都不及淋滤前浓度的16%。阿特沣农的高度淋滤特性表明了相对于草甘膦来说，阿特津农具有较弱的吸附性能和较强的耐持久性，因此，对于地下水来说，阿特津农具有更大的污染可能。本文讨论了有机磷农药和土壤有机质的吸附机理，对腐殖质和溶解性有机质进行了组分分离并对各组分定用元素分析仪、核磁共振和红外、紫外、分子荧光等光谱方法对各组分进行定性分析。结果表明富里酸相比胡敏酸而言，含有较少的芳香族基团，但是多了些酸性基团．土壤溶解性有机质腐殖化程度较低，氧化程度较高。富里酸对疏水性物质，如马拉硫磷，对硫磷，辛硫磷，甲基对硫磷，水胺硫磷，治螟磷，甲拌磷，喹硫磷和二嗪农没有很强的吸附能力。这些疏水弱极性有机磷农药主要与芳香族的胡敏酸类相互作用，因为富里酸中大量的氧化饱和的官能团会抑制结合其他基团的能力。土壤中的溶解性有机质在土壤表面会跟有机污染物竞争吸附位点，从而降低它们在土壤中的残留量，但是另一方面，土壤中的溶解性有机质会吸附在土壤表面，整体上增强了土壤的吸附能力和农药运移的延滞状态，而且亲合力本身也受目标农药物化性质的影响。此外，也有文献表明土壤溶解性有机质会改变土壤表明的疏水-亲水性能，对溶解度较低的农药来说位点增加，但是减少了亲水性农药吸附的位点。本文的创新点体现在：（1）系统研究了江汉平原不同水环境中常量元素及有机氯、有机磷农药的化学行为，采用了SPE-GC/PFPD和震荡萃取-GC/PFPD的方法分别对水样和土样中12种有机磷农药进行了分析，并研究了农药在地下水-土环境中富集的影响因素，认为有机质对农药迁移富集有重要作用；（2）通过对土壤不同有机质的不同组分的定性定量分析，结合波谱分析技术和光谱分析技术，有效揭示了有机磷农药与土壤有机质的吸附机制，认为胡敏酸对疏水性有机磷农药吸附作用较富里酸更强，因为它们具有更多的芳香族官能团与农药中疏水性基团结合，而富里酸中的氧化饱和了的基团则可能抑制结合能力。此外，溶解性有机质会影响有机污染物在不同相的分配，与农药竞争在土壤表面的吸附位点。

论文目录

• 作者简介
• ACKNOWLEDGEMENTS
• 摘要
• ABSTRACT
• Chapter 1 Introduction
• 1.1 Statement of the problem
• 1.2 Literature review
• 1.3 Objective of this research
• 1.4 Plan of this study
• References
• Chapter 2 Regional Hydrogeology
• 2.1 Physical geographical condition
• 2.1.1 Topographic and geomorphic features
• 2.1.2 Meteorological and hydrological characteristics
• 2.2 Regional hydrogeological condition
• 2.2.1 The occurrence of major types of groundwater
• 2.2.2 Hydrogeological characteristics of unconsolidated Quaternary sediments
• 2.2.3 Recharge,flow and discharge conditions of groundwater in Jianghan Plain
• 2.2.4 Groundwater Regime
• 2.3 Geochemical characteistics of groundwater in Jianghan Plain
• 2.4 Present water quality of Yangtse River and Han River
• References
• Chapter 3 Occurrence of pesticides in aquatic environment of central Jianghan Plain
• 3.1 OCPs residue in aquatic environment and aquifer sediments
• 3.1.1 Introduction
• 3.1.2 Experimental
• 3.1.3 Results and Discussion
• 3.1.4 Conclusions
• References
• 3.2 OPPs distribution in aquatic environment and sediments
• 3.2.1 Introduction
• 3.2.2 Materials and methods
• 3.2.3 Results and Discussion
• 3.2.4 Conclusions
• References
• 3.3 Factors affecting residue levels in water and soil environments
• 3.3.1 Introduction
• 3.3.2 Materials and methods
• 3.3.3 Results and discussion
• 3.3.4 Conclusions
• References
• Chapter 4 Differential transport of atrazine and glyphosate in undisturbed sandy soil column
• 4.1 Introduction
• 4.2.Materials and methods
• 4.3 Results and discussion
• 4.4 Conclusions
• References
• Chapter 5 Characterization of soil HS and DOM and their effects on OPP behaviors in water-soil interface
• 5.1 Introduction
• 5.2 Material and methods
• 5.2.1 Study sites and soil sampling
• 5.2.2 Isolation and analyses of HS
• 5.2.3 Fractions of DOM
• 5.2.4 Characterization of HA,FA and DOM
• 5.3 Results and discussion
• 5.3.1 Chemical structures and properties of OPPs
• 5.3.2 Distribution and composition of HS and DOM on soil profile
• 5.3.3 Elemental composition of HAs
• 5.3.4 FT-IR spectroscopy
• 1H-NMR spectra of HS fiactions'>5.3.5¹H-NMR spectra of HS fiactions
• 5.3.6 Fluorescence spectra of DOM
• 5.3.7 UV spectra of DOM fiactions
• 5.4 Conclusions
• References
• Chapter 6 Conclusions and suggestions