乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響

王 哲，姜新舒，朱米家，姚 俊

(北京科技大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院，北京 100083)

乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響

王 哲，姜新舒，朱米家，姚 俊*

(北京科技大學(xué)能源與環(huán)境工程學(xué)院，北京 100083)

利用高壓汞燈對(duì)不同濃度的乙硫氨酯溶液進(jìn)行光降解，采用微量熱法探究乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響。結(jié)果表明，利用高壓汞燈光照乙硫氨酯2 h可高效降解乙硫氨酯，降解率可達(dá)85%以上。微量熱實(shí)驗(yàn)表明乙硫氨酯的光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物的毒性比其本身更大，因此，乙硫氨酯在環(huán)境中的降解行為及毒性值得關(guān)注。

乙硫氨酯；光降解；毒性；微量熱

選礦藥劑作為選礦過程中大量應(yīng)用的化學(xué)藥劑，包括捕收劑、起泡劑、抑制劑、絮凝劑等，其中的大多數(shù)藥劑，如氰化物、砷化物、各類烷基黃藥、醛酯等為有毒有害物質(zhì)。這些物質(zhì)隨選礦廢水的排放或通過尾礦庫淋溶滲漏等形式進(jìn)入環(huán)境，在水體、大氣和土壤介質(zhì)中遷移轉(zhuǎn)化，甚至形成二次污染，嚴(yán)重威脅生態(tài)環(huán)境[1]。

近年來發(fā)展起來的微量熱法是一種原位、實(shí)時(shí)、在線監(jiān)測(cè)樣品熱力學(xué)與動(dòng)力學(xué)的重要方法。熱效應(yīng)伴隨著所有化學(xué)、物理和生命過程，通過微量熱法可對(duì)這些熱效應(yīng)進(jìn)行精確的測(cè)定、分析，表征其過程[2]，如微量熱法可對(duì)土壤微生物生物學(xué)特性進(jìn)行準(zhǔn)確表征。土壤是維持陸地生態(tài)系統(tǒng)良好運(yùn)轉(zhuǎn)的主要場(chǎng)所，但人類的采選冶活動(dòng)使大量土壤受到選礦藥劑污染[3-5]。研究環(huán)境中的選礦藥劑及其降解后的物質(zhì)對(duì)土壤微生物代謝活性的影響，有助于理解選礦藥劑污染對(duì)土壤微生物的毒性。

乙硫氨酯(O-isopropyl-N-ethylthionocarbamate,IPETC)是一類重要的硫化礦捕收劑，捕收效率高并具有良好的選擇性，被世界各國(guó)廣泛應(yīng)用。目前，針對(duì)乙硫氨酯合成方法以及工業(yè)應(yīng)用的報(bào)道頗多，但對(duì)其光化學(xué)行為和毒性的研究尚屬空白。Chen等[6]利用厭氧消化污泥在厭氧環(huán)境下降解乙硫氨酯，另外發(fā)現(xiàn)在好氧環(huán)境下乙硫氨酯很難被微生物降解[7]。但是，在這兩篇文獻(xiàn)中，乙硫氨酯及其降解產(chǎn)物的毒性都沒有被提及。因此，作者在此研究乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響。

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 供試土樣

實(shí)驗(yàn)土壤采集自北京科技大學(xué)校園，除去土壤中的石塊、動(dòng)植物殘?bào)w等雜質(zhì)后，過2 mm細(xì)篩。測(cè)定土壤的基本理化性質(zhì)如下：pH=7.57，有機(jī)質(zhì)0.73%(質(zhì)量分?jǐn)?shù))，速效磷60.0 mg·kg-1，速效鉀120 mg·kg-1，全氮65.0 mg·kg-1[8]。

1.2 試劑與儀器

乙硫氨酯，工業(yè)級(jí)，鐵嶺選礦藥劑有限公司。

UV-1800型紫外可見分光光度計(jì)，日本島津公司；BL-GHX-V型光化學(xué)反應(yīng)儀，上海比朗儀器有限公司；TAMⅢ型十二通道微量量熱儀，美國(guó)TA儀器公司。

1.3 方法

1.3.1 乙硫氨酯標(biāo)準(zhǔn)曲線的繪制

分別稱取 2 mg、4 mg、6 mg、8 mg、10 mg 乙硫氨酯置于5 mL小燒杯中，加水溶解，轉(zhuǎn)移至100 mL容量瓶中定容并搖勻，得到濃度(mg·L-1)分別為20、40、60、80、100的乙硫氨酯標(biāo)準(zhǔn)溶液。使用紫外可見分光光度計(jì)測(cè)量上述標(biāo)準(zhǔn)溶液在 243 nm處的吸光度，設(shè)置空白對(duì)照，繪制標(biāo)準(zhǔn)曲線。

1.3.2 光降解實(shí)驗(yàn)

配制一組濃度(mg·L-1)分別為20、40、60、80、100的乙硫氨酯溶液，將不同濃度的溶液置于光化學(xué)反應(yīng)儀中光照2 h，每隔30 min取樣測(cè)定吸光度。根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)曲線計(jì)算溶液中乙硫氨酯的濃度，進(jìn)而計(jì)算降解率。

光照條件：500 W高壓汞燈，30 ℃。

1.3.3 微量熱實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)前，將土樣在28 ℃及有氧條件下放置1 d以保持土壤微生物活性；將安瓿瓶清洗后置于110 ℃下滅菌30 min。取土樣各1 g分別置于安瓿瓶中，分別加入0.2 mL混合營(yíng)養(yǎng)液(含葡萄糖和硫酸銨各5.0 mg)；再分別加入乙硫氨酯溶液(20 mg·L-1、40 mg·L-1、60 mg·L-1、80 mg·L-1、100 mg·L-1)和其經(jīng)高壓汞燈光照2 h后的溶液各0.2 mL，渦旋混合均勻；最后將密封的安瓿瓶放入微量量熱儀中(溫度設(shè)為28 ℃)。通過檢測(cè)器監(jiān)測(cè)微生物代謝過程中釋放的熱量并傳輸數(shù)據(jù)給計(jì)算機(jī)，繪制微量量熱曲線，分析微量量熱曲線的熱力學(xué)參數(shù)，評(píng)價(jià)乙硫氨酯對(duì)土壤微生物代謝活性的影響[9]。

2 結(jié)果與討論

2.1 乙硫氨酯的光降解(圖1)

圖1 不同濃度乙硫氨酯的光降解

由圖1可知，初始濃度為20 mg·L-1、40 mg·L-1、60 mg·L-1、80 mg·L-1、100 mg·L-1的乙硫氨酯溶液經(jīng)高壓汞燈照射2 h后即可大部分降解，降解率分別為90.1%、84.0%、91.3%、87.0%和85.1%，說明高壓汞燈可高效降解乙硫氨酯。

由圖1還可知，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，乙硫氨酯的光降解具有減緩趨勢(shì)，且初始濃度越低其減緩趨勢(shì)越明顯。有機(jī)物光降解隨著時(shí)間的推移逐漸減緩的現(xiàn)象多有報(bào)道，這可能是由于光化學(xué)反應(yīng)中產(chǎn)生的中間產(chǎn)物會(huì)與底物競(jìng)爭(zhēng)光子，從而抑制乙硫氨酯進(jìn)一步光降解[10]。理論上，這種影響將越來越占主導(dǎo)作用，因?yàn)橹虚g產(chǎn)物逐漸積累會(huì)導(dǎo)致阻礙其降解的化合物濃度升高。此外，某些中間產(chǎn)物和光降解最終產(chǎn)物可能吸收光線，從而減弱用于降解乙硫氨酯的入射光線強(qiáng)度。在初始濃度較低的情況下，光化學(xué)反應(yīng)進(jìn)行一段時(shí)間后，其中間產(chǎn)物與最終產(chǎn)物會(huì)很快占據(jù)吸收光線的主導(dǎo)作用。而初始濃度較高時(shí)，這個(gè)主導(dǎo)作用將相對(duì)有所延遲，因此光降解減緩趨勢(shì)相對(duì)不明顯。

以ln(ct/c0)(ct、c0分別為t時(shí)刻和初始t0時(shí)乙硫氨酯濃度)對(duì)時(shí)間t作圖，如圖2所示。

圖2所得直線斜率即為一級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)K(min-1)，對(duì)不同初始濃度的乙硫氨酯的光降解速率進(jìn)行動(dòng)力學(xué)擬合，發(fā)現(xiàn)其光降解符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型(ct=c0e-Kt)，光降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)見表1。

圖2 不同濃度乙硫氨酯的光降解速率擬合曲線

由表1可知，初始濃度在20～100 mg·L-1時(shí)，乙硫氨酯的光降解一級(jí)動(dòng)力學(xué)速率常數(shù)在0.0159～0.0207 min-1之間，說明初始濃度對(duì)其光降解的影響并不明顯。乙硫氨酯作為一種常見的硫化礦捕收劑，其化學(xué)性質(zhì)相對(duì)穩(wěn)定。在本研究中，乙硫氨酯在高壓汞燈照射下明顯被降解，且其降解符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型，這為乙硫氨酯的光降解研究提供了很有參考價(jià)值的研究依據(jù)。

表1 乙硫氨酯的光降解動(dòng)力學(xué)參數(shù)

Tab.1 The photodegradation kinetic parameters of IPETC

初始濃度 mg·L-1一級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)K/min-1R2200．02070．9766400．01680．9624600．02050．9675800．01700．97021000．01590．9714

2.2 乙硫氨酯及其光降解后溶液對(duì)土壤微生物代謝活性的影響

不同濃度乙硫氨酯及其光降解后溶液對(duì)土壤微生物代謝活性的影響見圖3。

a.乙硫氨酯 b.乙硫氨酯光降解后溶液

從圖3可知，土壤微生物的微量量熱曲線都存在明顯的微生物生長(zhǎng)周期，即延遲期、對(duì)數(shù)期、穩(wěn)定期和衰退期。

通過熱力學(xué)方程lnPt=lnP0+kt計(jì)算獲得微生物生長(zhǎng)速率常數(shù)k。式中:Pt為t時(shí)刻的細(xì)菌總熱功率,P0為時(shí)間t0時(shí)的細(xì)菌總熱功率。微生物活性越強(qiáng)、生長(zhǎng)越快,則k值越大[11-13]。其相應(yīng)熱力學(xué)參數(shù)見表2。

由表2可知，土壤微生物微量量熱曲線的Pmax均隨著乙硫氨酯及其降解產(chǎn)物濃度的增大而逐漸降低。這說明乙硫氨酯及其降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物的代謝活性有明顯的抑制作用，濃度增大抑制作用更明顯。降解前，tmax基本穩(wěn)定在4 h左右。而QT與k并未呈現(xiàn)較好規(guī)律性，其值在一定范圍內(nèi)波動(dòng)。這是因?yàn)椋琎T、tmax、k與土壤理化性質(zhì)、土壤微生物量及受污染程度等因素有關(guān)。污染程度較小時(shí)，會(huì)刺激微生物生長(zhǎng)，從而增大放熱量；但當(dāng)污染較為嚴(yán)重時(shí)，為抵抗外來污染物質(zhì)的影響，微生物會(huì)消耗更多能量從而放出更大熱量。QT、tmax、k未能與乙硫氨酯的加入濃度呈現(xiàn)出較好規(guī)律性，這是由于土壤微生物應(yīng)對(duì)污染的復(fù)雜機(jī)制導(dǎo)致的。

對(duì)比乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響可以發(fā)現(xiàn)，加入乙硫氨酯光降解后溶液的土壤微生物能量代謝的Pmax明顯降低，tmax推遲。加入濃度為20 mg·L-1、40 mg·L-1、60 mg·L-1、80 mg·L-1、100 mg·L-1乙硫氨酯溶液的土壤微生物能量代謝的Pmax分別為136.09μW、130.72μW、129.71μW、124.47μW和100.95μW，而加入其相應(yīng)降解后

表2 不同濃度乙硫氨酯及其光降解后溶液對(duì)土壤微生物的熱力學(xué)參數(shù)

Tab.2 Thermodynamic parameters of soil microorganisms added with different concentrations of IPETC and its photodegradation products

cmg·L-1乙硫氨酯降解前QT/JPmax/μWtmax/hk/(1×10-3min-1) 乙硫氨酯降解后QT/JPmax/μWtmax/hk/(1×10-3min-1) 201536．207136．08744．500．2360501429．447103．161412．930．20946401362．622130．72054．450．216121321．50596．210313．250．25432601433．361129．70634．280．191301353．97985．594312．400．25080801378．015124．46533．740．298621322．95678．798113．790．273521001441．192100．95063．350．297071325．42474．547912．850．22573平均值1430．279124．38604．060．247831350．66294．988712．860．23819

注：QT為總發(fā)熱量，Pmax為最大總熱功率，tmax為最大總熱功率時(shí)間。

溶液的土壤微生物能量代謝的Pmax分別為103.16μW、96.21μW、85.59μW、78.80μW和74.55μW；tmax在乙硫氨酯降解前為3.35～4.50 h，降解后推遲到12.40～13.79 h左右。QT、k平均值在乙硫氨酯降解前為1 430.28 J、0.248×10-3min-1，降解后為1 350.66 J、0.238×10-3min-1，整體上QT值降低，k略有降低。這些參數(shù)說明乙硫氨酯光降解后產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的抑制作用更為明顯。據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道，許多有機(jī)污染物的降解產(chǎn)物對(duì)環(huán)境和人類的危害比其本身更大，二次污染物通常比一次污染物對(duì)環(huán)境存在更為嚴(yán)重的潛在威脅[14-15]。本研究中，乙硫氨酯的光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物的毒性比其本身更大，說明乙硫氨酯在環(huán)境中的降解行為值得關(guān)注。

3 結(jié)論

高壓汞燈可高效降解乙硫氨酯溶液，光照2 h后，濃度為20 mg·L-1、40 mg·L-1、60 mg·L-1、80 mg·L-1、100 mg·L-1的乙硫氨酯溶液的降解率分別為90.1%、84.0%、91.3%、87.0%和85.1%。對(duì)不同濃度的乙硫氨酯光降解速率進(jìn)行動(dòng)力學(xué)擬合，發(fā)現(xiàn)其光降解符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型。同時(shí)，采用微量熱法研究乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響，發(fā)現(xiàn)乙硫氨酯光降解后產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的抑制作用更為明顯，說明乙硫氨酯的光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物的毒性比其本身更大。因此，乙硫氨酯在環(huán)境中的降解行為及毒性值得關(guān)注。

[1] 吳國(guó)振.選礦藥劑污染及其防治措施[J].甘肅冶金，2009，31(1)：82-84.

[2] 馮有智，林先貴.微量熱法在土壤微生物研究中的應(yīng)用進(jìn)展[J].土壤，2012，44(4)：535-540.

[3] CHEN H，YAO J，WANG F，et al.Toxicity of perfluorooctanoic acid toPseudomonasputidain the aquatic environment[J].Journal of Hazardous Materials,2013，262(22)：726-731.

[4] WANG F，YAO J，SI Y，et al.Short-time effect of heavy metals upon microbial community activity[J].Journal of Hazardous Materials，2010，173(1/2/3)：510-516.

[5] YAO J，TIAN L,WANG Y，et al.Microcalorimetric study the toxic effect of hexavalent chromium on microbial activity of Wuhan brown sandy soil：aninvitroapproach[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2008，69(2)：289-295.

[6] CHEN S,GONG W，MEI G，et al.Anaerobic biodegradation of ethylthionocarbamate by the mixed bacteria under various electron acceptor conditions[J].Bioresource Technology,2011,102(22)：10772-10775.

[7] CHEN S,GONG W，MEI G，et al.Primary biodegradation of sulfide mineral flotation collectors[J].Minerals Engineering,2011，24(8)：953-955.

[8] 羅園園，吳雪楠，劉文娟，等.鎘累積效應(yīng)對(duì)土壤微生物活性的影響[J].化學(xué)與生物工程,2016,33(7):23-27.

[9] 吳雪楠，孫菁菁，羅園園，等.草甘膦對(duì)土壤微生物能量代謝的影響[J].化學(xué)與生物工程,2016,33(4)：18-21.

[10] JIANG X,WANG Z，ZHANG Y，et al.The mutual influence of speciation and combination of Cu and Pb on the photodegradation of dimethylo-phthalate[J].Chemosphere，2016，165：80-86.

[11] 姜新舒，姚俊.草甘膦對(duì)同源假單胞基因工程菌代謝活性的影響[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),2015，35(10)：3078-3084.

[12] CHEN H,YAO J，WANG F，et al.Toxicity of three phenolic compounds and their mixtures on the gram-positive bacteriaBacillussubtilisin the aquatic environment[J].Science of the Total Environment,2010，408(5)：1043-1049.

[13] WANG F,YAO J,CHEN H，et al.Comparative toxicity of chlorpyrifos and its oxon derivatives to soil microbial activity by combined methods[J].Chemosphere，2010，78(3)：319-326.

[14] 陳彩霞.選礦藥劑二次污染對(duì)尾礦重金屬釋放與遷移的影響[J].分析試驗(yàn)室，2010(11)：80-82.

[15] 王娉娉.礦山環(huán)境二次污染及深層次問題探究[D].北京：北京交通大學(xué)，2009.

Effect ofO-Isopropyl-N-ethylthionocarbamate(IPETC) and Its Photodegradation Products on Metabolic Activity of Soil Microorganisms

WANG Zhe，JIANG Xin-shu，ZHU Mi-jia,YAO Jun*

(SchoolofEnergyandEnvironmentalEngineering，UniversityofScienceandTechnologyBeijing，Beijing100083,China)

UsingahighpressuremercurylamptophotodegradedifferentconcentrationsofO-isopropyl-N-ethylthionocarbamate(IPETC)solutions，theeffectsofIPETCanditsphotodegradationproductsonthemetabolicactivityofsoilmicroorganismswereevaluatedbymicrocalorimetry.Theresultsindicatedthat，after2hirradiationbythehighpressuremercurylamp，IPETCcouldbeeffectivelydegraded，anditsdegradationratereachedabove85%.ThemicrocalorimetryexperimentshowedthephotodegradationproductsofIPETCcouldbemoretoxictosoilmicroorganismsthanIPETC.So，thedegradationbehaviourandtoxicityofIPETCintheenvironmentareworthattention.

O-isopropyl-N-ethylthionocarbamate;photodegradation;toxicity;microcalorimetry

2016-10-15

王哲(1990-)，男，山東濟(jì)寧人，碩士研究生，研究方向：環(huán)境毒理學(xué)，E-mail：976269876@qq.com；

姚俊，教授，E-mail：yaojun@ustb.edu.cn。

10.3969/j.issn.1672-5425.2017.03.011

Q935

A

1672-5425(2017)03-0045-04

王哲，姜新舒，朱米家，等.乙硫氨酯及其光降解產(chǎn)物對(duì)土壤微生物代謝活性的影響[J].化學(xué)與生物工程，2017，34(3)：45-48.