利用光譜法研究泥炭腐植酸與吡唑草胺相互作用

Romualda Bejger，Lilla Mielnik，Ma?gorzata W?odarczyk，Pawe? Nicia 著

孫詩奇4 劉莎莎4 趙紅艷4* 譯

1 西波美拉尼亞科技大學(xué)物理與農(nóng)業(yè)物理系 波蘭什切青市 71-459

2 西波美拉尼亞科技大學(xué)環(huán)境化學(xué)微生物學(xué)與生物技術(shù)系 波蘭什切青市 71-434 3 克拉科夫農(nóng)業(yè)大學(xué)土壤科學(xué)與土壤保護系 波蘭克拉科夫市 31-120

4 東北師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院 長春 130024

多年來，盡管圍繞農(nóng)藥對環(huán)境的負面影響存在許多爭議，但農(nóng)藥的應(yīng)用一直是保護作物免受各種生物來源威脅的最有效和最現(xiàn)代的方法（Aktar等，2009）。由于農(nóng)藥使用廣泛并且半衰期較長，它們的殘留物現(xiàn)在可以在自然環(huán)境的各個角落找到，包括水（Tankiewicz等，2010）、土壤（Aktar等，2009）、底部沉積物（Erkmen等，2013）、空氣（Zivana等，2016）、植物（Fantke等，2011）和生物有機體（Jayaraj等，2016）。除了對環(huán)境的直接威脅，存在于生態(tài)系統(tǒng)中的農(nóng)藥可以在生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)部以及生態(tài)系統(tǒng)之間遷移。包括農(nóng)藥在內(nèi)的各種有機污染物在生態(tài)系統(tǒng)中的自然儲存是有機物（OM）。OM對農(nóng)藥的吸附通過改變其遷移、方向、生物有效性和毒性，在自然環(huán)境中發(fā)揮著重要作用（Aktar等，2009；W?odarczyk，2014；W?odarczyk等，2015）。物理吸附和化學(xué)吸附是不同OM組分對外來生物的兩個吸附過程，其中包括離子、氫和共價結(jié)合、范德華力、電子供體-受體和電荷轉(zhuǎn)移機制，以及配體交換和疏水結(jié)合（Gevao等，2000）。然而，必須指出的是，并非所有機制都同時發(fā)生。觀察到的結(jié)果取決于OM組分官能團的性質(zhì)和反應(yīng)介質(zhì)的pH值。表面吸附并不是積累有機污染物的唯一途徑，它們可以被困在OM的三維結(jié)構(gòu)中（Oleszczuk，2007；Ukalska-Jaruga等，2015）。

土壤有機質(zhì)（SOM）是一種非均質(zhì)、復(fù)雜的大分子化合物混合物。它由不同分解階段的動植物源輸入物質(zhì)，以及具有特定性質(zhì)的有機物質(zhì)即腐殖質(zhì)（HS）組成（Kumada，1987；Stevenson，1994）。HS的結(jié)構(gòu)和化學(xué)性質(zhì)因氣候地球化學(xué)條件而異，而氣候地球化學(xué)條件決定了HS的吸附能力。吸附速率與HS來源、分子質(zhì)量和極性有關(guān)（Senesi等，1995；Oleszczuk，2007；D’Orazio等，2016）。腐植酸（HA）、黃腐酸（FA）和腐黑物等腐殖質(zhì)通常是土壤有機質(zhì)的主要組成部分（Kumada，1987；Stevenson，1994）。眾所周知，HA是具有“統(tǒng)計”結(jié)構(gòu)的異聚縮合物，主要由與-O-，-（CH2）n-，=NH和-S-橋連的芳香環(huán)組成，含有各種官能團（如-COOH，-OH，=C=O，-OCH3）。這種“富有”的活性官能團致使HA成為最強大的反應(yīng)劑，能夠與重金屬（Boguta等，2016）、芳香族化合物（Sun等，2008）、有機酸（Cozzolino等，2001）、除草劑（D’Orazio等，2016）、殺菌劑（Morales等，2013）、殺蟲劑（Scaglia等，2016）等發(fā)生反應(yīng)。研究表明，HA對無機和有機污染物的吸收、運輸、沉積、生物有效性、生物積累、降解和毒性都有很強的影響。許多不同的光譜技術(shù)被用于研究HA的結(jié)構(gòu)及其與外生物質(zhì)的相互作用，如：熒光光譜（D’orazio等，2016）、核磁共振（Huang等，2012）、電子自旋探針（Pandey等，1999）、紅外光譜（Senesi等，1995）和紫外-可見光譜（Leita等，2009）。

延遲發(fā)光（DL）現(xiàn)象涉及材料在光照停止后的發(fā)光快速衰減。DL通常通過記錄材料輻照后在特定時間序列中的發(fā)光衰減動力學(xué)或其強度來進行測試（Prokowski等，2012）。DL提供關(guān)于光化學(xué)反應(yīng)之前的光物理過程的信息。HS引起的光化學(xué)反應(yīng)涉及從激發(fā)態(tài)HS*到反應(yīng)態(tài)組分，如溶劑化電子（eaq）、羥基自由基（·OH）、單線態(tài)氧（1O2）和反應(yīng)三重態(tài)（3HS*）等的能量轉(zhuǎn)移。眾所周知，HS作為光敏劑，可以激活許多光化學(xué)過程（Aguer等，1999；Nkhileal，2014）。DL是一種靈敏、高效的水環(huán)境狀態(tài)監(jiān)測方法（Mielnik，2009；Prokowski等，2012）。到目前為止，還沒有利用DL研究HA與有機污染物的相互作用的文獻。因此本文利用光譜方法分析了從泥炭土中分離的HA與吡唑草胺的相互作用。

1 材料與方法

1.1 材料

研究對象為波蘭南部和北部的5塊泥炭地。第1塊是位于Orava Nowy Targ盆地區(qū)域的排水泥炭地，第2、3塊是位于Babiogórski國家公園區(qū)域的山地礦養(yǎng)沼澤地，以及第4、5塊是分別位于Dolna Odra溝谷區(qū)域的礦養(yǎng)沼澤和隆起式雨養(yǎng)沼澤。從表層（0～50 cm）采集代表性泥炭土樣品。將收集的泥炭土樣品直接運至實驗室，風(fēng)干并研磨備用。

根據(jù)國際腐殖質(zhì)學(xué)會程序（Swift，1996），從研究泥炭土樣品中分離出腐植酸（HA1、HA2、HA3、HA4和HA5）。按以下步驟提?。海?）使用HCl去除鈣離子；（2）使用NaOH三次萃??；（3）使用HCl使HA沉淀；（4）添加固體KCl在KOH中再溶解提純HA；（5）使用HCl再沉淀HA；（6）用重蒸水沖洗，直到使用AgNO3通過Cl-測試；（7）HA冷凍干燥。

本研究使用除草劑吡唑草胺懸浮液濃縮物（吡唑草胺500 SC），該除草劑含有的生物活性物質(zhì)吡唑草胺結(jié)構(gòu)見圖1。這是一種土壤和葉面施用的選擇性除草劑，用于防治冬季油菜、春季油菜、白頭甘藍、紅頭甘藍、羽衣甘藍和抱子甘藍中的單子葉和雙子葉一年生雜草。這種藥劑可以通過正在發(fā)芽的雜草的根吸收，在出苗時被除去。雜草出苗后直到第一片葉子出現(xiàn)時，也是有效的。（Praczyk等，2004；W?odarczyk，2014）。

圖1 吡唑草胺的化學(xué)結(jié)構(gòu)Fig.1 Chemical structure of metazachlor [2-chloro-N-(pyrazol-1-ylmethyl) acet-2’, 6’-xylidide]

1.2 分析方法

在泥炭土樣品中，測定了以下特性：（1）使用電位滴定法（Tan，2005）測量1∶2.5（w/v）土壤∶水懸浮液和1 mol/dm3KCl溶液中的pH值；（2）測量在馬弗爐溫度為500～550 ℃時的灰分含量；（3）使用分光光度法（Or?ow等，1969）測量有機碳含量（Corg）；（4）使用LECO CNS 2000自動分析儀（Leco，1996）測得全氮含量（Ntot）。

在VARIOEL III分析儀上進行C、H、N元素的分析。在分析前，HA樣品在105 ℃風(fēng)干。原子比率在無灰和無水的基礎(chǔ)上表示。氧的百分含量是用100%減去C、H、N的總和。

測定了在含和不含吡唑草胺的0.01 mol/L NaOH溶液中分散的HA粒子的流體力學(xué)直徑（dh）范圍為0.6～6000 nm。該研究采用動態(tài)光散射（DLS）方法，用的是ZetaSizer Nano ZS裝置，該裝置配備了He-Ne激光器（633 nm）。背向光散射技術(shù)（173°）被使用（Zetasizer Nano系列用戶手冊，2004）。在20 ℃條件下，通過使用“粒度和電位”的毛細管池進行3次重復(fù)測量，共12次。

這種方法的局限性在于大顆粒掩蓋了多分散樣品中小顆粒的存在。散射光的強度與小于激光波長的粒子半徑的六次方成反比。因此，較大的粒子比較小的粒子散射光更強（Filella等，1997）。

使用SPECORD UV-VIS M-42進行紫外可見分光光度測量，SPECORD UV-VIS M-42是一種計算機輔助雙光束分光光度計，由Carl Zeiss Jena提供START軟件。在測量前，每個溶液都要經(jīng)過一個0.45 μm注射器式過濾器。使用1cm寬的比色皿。將HA制劑溶于0.01 mol/L NaOH溶液中。0.01 mol/L NaOH溶液作為參比。加入吡唑草胺前后，HA溶液光度法測得碳濃度為0.005 mg C/mL。HA溶液中吡唑草胺的濃度為0.45 mg/mL。

HA溶液的DL測量時使用了激發(fā)和延遲連續(xù)裝置。這套裝置是由波蘭什切青市西波美拉尼亞科技大學(xué)的物理和農(nóng)業(yè)物理系開發(fā)的。專用光敏流動比色皿是該裝置的主要和最重要的組成部分。它們可以同時連續(xù)記錄激發(fā)和DL（Prokowski，2009，Pat，2003）。

所研究的溶液被放置在一個容器中，內(nèi)容物流過一起暴露在光線下的一個測量比色皿。比色皿通過可移動照明器暴露在單色光下。然后，溶液流過測量比色皿并返回到容器中，而蠕動泵維持溶液的流動。

用藍光（465～485 nm）和紅光（620～630 nm）誘導(dǎo)HA溶液的DL，輻照光子通量密度為1500 [μmol（quantum）PAR/m2s]。激發(fā)后從0.10～0.35 s記錄DL。在185～850 nm的光譜范圍內(nèi)測量DL強度。在碳含量為30 mg C/L的0.01 mol/L NaOH、25 ℃的溫度下，分別對不含和含吡唑草胺的HA溶液進行DL測量。HA溶液中吡唑草胺的濃度為450 mg /L。

所有HA除草劑體系的測定均在24 h后進行。

2 結(jié)果與討論

基于其形態(tài)和化學(xué)性質(zhì)，研究的泥炭土可分為以下幾類：（1）強分解的高腐有機土，（2）較強分解的高腐有機土，（3）中分解的半腐有機土，（4）較弱分解的半腐半纖維有機土，以及（5）弱分解的纖維有機土。

所研究泥炭土樣品的選定化學(xué)參數(shù)數(shù)據(jù)如表1所示。研究結(jié)果表明，泥炭土的全氮、有機碳含量、pH和C/N值各不相同，最有可能是在泥炭沉積中發(fā)生轉(zhuǎn)化的強度和方向不同造成的。

表1 所研究泥炭土樣品選定的化學(xué)參數(shù)Tab.1 The selected chemical parameters of studied peat soils samples

HA是由特定結(jié)構(gòu)發(fā)展而來的異型化合物的組合。因此，檢驗它們化學(xué)組成的分析方法能夠確定它們的結(jié)構(gòu)的某些部分官能團的近似含量；有時，后者會出現(xiàn)重大錯誤。用特定元素的量和原子百分比結(jié)構(gòu)表示HA組成是描述和比較不同來源HA最常用的方法。H/C和C/N比率的計算和比較提供了有關(guān)HA分子中芳香族、脂肪族和雜環(huán)體系之間比例的信息（Gieguzynska等，2009）。表2中報告了所研究HA樣品的元素組成、原子比和內(nèi)氧化。結(jié)果表明，所研究的HA樣品的元素組成是從泥炭土中分離出的HA的特征（Szajdak等，2007，2016；Huang等，2012）。

表2 所研究HA樣品的元素組成、原子比和內(nèi)氧化Tab.2 Elemental composition, atomic ratio, and internal oxidation of studied HA samples

根據(jù)H/C比，我們可以估計HA分子的“芳構(gòu)化率”。H/C值越低，HA分子的“芳構(gòu)化率”越高。所研究的HA樣品的H/C原子比在1.03～1.36之間（表2）。根據(jù)van Krevelen（1950），H/C原子比從0.7到1.5對應(yīng)于芳香體系與脂肪鏈耦合，并包含多達10個碳原子。

Kumada（1987）用C/N比作為有機質(zhì)分解程度的指標。HA5樣品C/N值最高，HA3樣品最低。C/N的差異和H/C的差異表明，N含量是鑒別HA樣品的主要因素。

根據(jù)元素組成和Kumada（1987）的規(guī)定，內(nèi)氧化值（CQ）根據(jù)以下方程式CQ = [4C/（4C+H+3N-2O）]進行計算。內(nèi)氧化反映了基于總碳含量的HA分子中C-H鍵和所有C-X鍵（X-電負性雜原子）之間的比例（Gieguzynska等，2009）。HA2樣品CQ值最高，HA5樣品CQ值最低（表2）。

Szajdak等（2007；2016）的研究表明，泥炭HA的元素組成取決于泥炭地的植物學(xué)性質(zhì)。

紫外-可見光譜法是近年來應(yīng)用于HA性質(zhì)測定的一種簡便無損的方法。由此產(chǎn)生的HA吸收光譜是單調(diào)的，非特征的，彼此非常相似的（Kumada，1987；Stevenson，1994）。為此，我們采用A465/A665比值計算得到的E465/665光譜系數(shù)（E4/6）。該比值主要與HA分子的大小及其分子量、HA芳香核碳含量和HA脂肪碳含量與總碳的比值呈負相關(guān)（Chen等，1977）。

得到的光譜系數(shù)E4/6的取值范圍為7.9～18.8（圖2）。E4/6系數(shù)最低的HA2樣品粒徑最大，E4/6系數(shù)最高的HA3樣品粒徑最小。在HA溶液中加入吡唑草胺后，E4/6系數(shù)降低了33%～72%。在HA溶液中加入吡唑草胺后，不同樣品的E4/6系數(shù)之間無顯著差異。Terschalk等（2004）同樣沒有發(fā)現(xiàn)HA的E4/6系數(shù)與菲的吸附之間有統(tǒng)計學(xué)上顯著的相關(guān)性。

HA具有兩親性，這就是為什么它們在水溶液中自發(fā)形成膠束狀結(jié)構(gòu)的原因（Palmer等，2001；Chilom等，2009）。大量研究表 明，HA聚集的程度和類型與HA組分、pH、離子強度、電解質(zhì)類型和溫度有關(guān)（Palmer等，2001；Terashima等，2004；Chilom等，2009；Wang等，2013）。加入吡唑草胺的腐植酸溶液的dh的取值范圍為133.2～218.6 nm（圖2）。結(jié)果表明，HA3樣品的dh最小，而HA5樣品的dh最大。在HA溶液中加入吡唑草胺可使dh降低4%～32%。HA5樣品的dh變化最大，表現(xiàn)為氮氧含量最低，CQ值最低，C/N值最高。

圖2 所研究腐植酸溶液和加入吡唑草胺后的E4/6（a）和dh（b）Fig.2 Values of E4/6 (a) and dh (b) of studied humic acids solutions and after adding of metazachlor

HA表現(xiàn)出DL的電磁輻射能力（Bejger等，2011；Mielnik，2013）。Mielnik（2009，2013）和Prokowski等（2012）研究表明，HA溶液的DL強度取決于激發(fā)光的波長以及這些物質(zhì)分子中活性中心（發(fā)光體）的數(shù)量和質(zhì)量。HS是多酚-氮縮聚物，含氮縮聚物在總電荷不變的情況下，具有接受π電荷和去除σ電荷的能力，因而具有分子內(nèi)能量傳遞的可能。由于HA分子中雙鍵的存在，能量傳輸也是可能的（Lakowicz，2006）。

圖3為加入吡唑草胺后HA溶液在藍光（a）和紅光（b）照射下的DL強度值，輻照光子通量密度為1500 [μmol（quantum）PAR/m2s]。在所研究的HA中，HA2樣品在藍光和紅光的刺激下，DL強度均最高。根據(jù)Mielnik（2009）的研究，HA2分子中存在更多的脂肪族官能團，從而增加了DL強度。

圖3 藍（a）和紅（b）光所研究腐植酸溶液和加入吡唑草胺后的延遲發(fā)光強度（IDL）的數(shù)值Fig.3 Values of delayed luminescence intensity (IDL) of studied humic acids solutions and after adding of metazachlor induced by blue (a) and red (b) light

結(jié)果表明，藍光（更高的能級Ehν=2.69 eV）激發(fā)的HA溶液（含或不含吡唑草胺）比紅光激發(fā)的HA溶液具有更高的DL強度。除HA2樣品中加入吡唑草胺降低了DL強度外，在HA溶液中加入吡唑草胺提高了藍光誘導(dǎo)的DL強度。在HA3、HA4和HA5樣品中加入吡唑草胺后，在紅光激發(fā)下HA溶液DL強度增加，而在HA1和HA2樣品中，DL強度降低。

在加入吡唑草胺后，在藍光和紅光的激發(fā)下，HA2樣品的DL強度變化最大，表現(xiàn)為粒徑最大，氧含量和CQ值最高，“芳構(gòu)化率”最低。

3 結(jié)論

E4/6系數(shù)測得的HA分子粒徑對相同比例測得的HA吡唑草胺體系的粒徑?jīng)]有影響。

延遲發(fā)光具有簡單、快速、靈敏等優(yōu)點，具有重要的應(yīng)用價值。此外，與化學(xué)方法相比，結(jié)果顯示誤差較小。該方法可提供有關(guān)HA的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)及它們的光反應(yīng)性信息。利用延遲發(fā)光技術(shù)研究HA與農(nóng)藥的相互作用，可更好地了解HA發(fā)光特性。

參考文獻（略）