【摘要】：釘螺是日本血吸蟲唯一的中間宿主，消滅釘螺可以有效阻斷血吸蟲病的傳播。氯硝柳胺作為一種在血吸蟲病流行疫區(qū)現(xiàn)場廣泛使用的殺螺藥物，憑借殺螺效果好、對哺乳動物毒性較低的優(yōu)點(diǎn)，在我國血吸蟲病防治進(jìn)程中發(fā)揮了巨大作用。但隨著氯硝柳胺在我國疫區(qū)現(xiàn)場長期、大規(guī)模的使用，是否會對生態(tài)環(huán)境造成影響，至今鮮有報(bào)道。目前，山丘型血吸蟲病流行區(qū)普遍采用泥敷、堆敷法進(jìn)行滅螺，雖然可以取得良好的殺螺效果，但泥敷滅螺1個(gè)月內(nèi)環(huán)境殘留藥物仍具有一定的殺螺作用，這可能會對生態(tài)環(huán)境造成影響；此外，氯硝柳胺對魚類和兩棲類具有較強(qiáng)的急性毒性作用，噴灑在江灘上的氯硝柳胺可能會隨著徑流、滲透、沖刷等途徑進(jìn)入水體，，也嚴(yán)重威脅著魚類和兩棲動物的安全；且我國地域遼闊，釘螺孳生地的環(huán)境也較為復(fù)雜，在不同疫區(qū)現(xiàn)場施用氯硝柳胺，其降解速率勢必會受到不同地區(qū)間環(huán)境差異的影響。因此，對氯硝柳胺在水和土壤中的降解及其影響因素的研究不僅可以詳細(xì)了解其在環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化過程，全面評價(jià)其在環(huán)境中的歸宿及存在的或潛在的污染風(fēng)險(xiǎn)，還為安全合理用藥提供科學(xué)依據(jù)。 一水和土壤中氯硝柳胺含量檢測方法的建立及優(yōu)化 1.1水中氯硝柳胺含量檢測方法的建立及優(yōu)化 根據(jù)已建立的固相萃取-高效液相色譜法測定水中氯硝柳胺的分析方法，對影響固相萃取回收率的水樣pH值、PEP柱穿透體積、乙腈添加量進(jìn)行優(yōu)化，并運(yùn)用正交設(shè)計(jì)法，研究了上柱速度、洗脫液氨水添加量、洗脫體積和洗脫速度對固相萃取回收率的影響，以達(dá)到提高萃取回收率的目的。 濃度為0.10mg/L、pH值為3.0、5.0、7.0、9.0、11.0的氯硝柳胺水樣經(jīng)固相萃取-高效液相色譜法檢測后的回收率分別為96.00%、95.67%、48.33%、45.00%、5.33%。體積為3、5、10、15、30ml的氯硝柳胺水樣經(jīng)固相萃取-高效液相色譜檢測法后的回收率分別為99.33%、98.67%、94.67%、74.00%、64.77%。以百分比0、10%、20%、50%、100%向2ml氯硝柳胺水樣中添加不同量乙腈，經(jīng)固相萃取-高效液相色譜檢測后的回收率分別為24.47%、28.81%、46.73%、68.94%、98.35%。正交實(shí)驗(yàn)4個(gè)因素對回收率影響的顯著性依次為洗脫速度洗脫液氨水添加量上柱速度洗脫體積。 優(yōu)化條件：調(diào)節(jié)水樣pH值至pH3~5，以百分比100%在水樣中加入乙腈可顯著提高萃取效率，濃度為0.3mg/L的氯硝柳胺在PEP柱上的穿透體積為10ml，上柱速度為0.5ml/min，洗脫液氨水添加量為5%氨水，洗脫體積為3ml，洗脫速度為0.5ml/min。按照上述優(yōu)化條件對該方法進(jìn)行方法學(xué)考查，濃度為0.05、0.10、1.00mg/L的氯硝柳胺水樣經(jīng)固相萃取-高效液相色譜法檢測，其回收率為96.28%~97.82%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差為1.55%～3.03%，該方法準(zhǔn)確、簡單、重現(xiàn)性好，符合樣品含量檢測要求。 1.2土壤中氯硝柳胺含量檢測方法的建立及優(yōu)化 以甲醇、乙腈、二氯甲烷為萃取溶劑，分別對土樣進(jìn)行超聲萃取和固相萃取，比較萃取回收率，篩選最佳萃取條件，并建立土壤中氯硝柳胺含量的檢測方法。經(jīng)液相色譜檢測后的回收率為甲醇固相萃取55.33%、乙腈固相萃取46.67%、二氯甲烷固相萃取12.00%、甲醇超聲63.47d%、乙腈超聲80.40%、二氯甲烷超聲98.73%。土壤中氯硝柳胺含量的檢測方法為：以二氯甲烷為萃取溶劑，采用超聲萃取法進(jìn)行樣品前處理，回收率95%，滿足含量測定要求。對超聲萃取-高效液相色譜法測定土壤中氯硝柳胺含量的分析方法進(jìn)行方法學(xué)考查。濃度為0.5~250.0mg/kg的氯硝柳胺土樣經(jīng)二氯甲烷超聲萃取后，其濃度與峰面積之間有良好的線性關(guān)系，線性回歸方程為y=1564.11x-1799.06（R2=0.9999），回收率為96.91%~101.75%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差為2.20%~8.30%。對濃度為0.5、5.0、50.0mg/kg的氯硝柳胺土樣各作3次平行處理，回收率為95.23%~102.43%，相對標(biāo)準(zhǔn)偏差為2.32%~6.99%，精密度和重現(xiàn)性良好，滿足樣品含量檢測要求。 已優(yōu)化的水樣中氯硝柳胺含量的固相萃取-高效液相色譜分析方法，土壤中氯硝柳胺含量的超聲萃取-高效液相色譜分析方法，均具有操作簡單、精密度和重現(xiàn)性好的優(yōu)點(diǎn)，符合現(xiàn)場水樣和土樣中氯硝柳胺含量的檢測要求。 二水中氯硝柳胺降解影響因素的研究 將初始濃度為0.05mg/L的氯硝柳胺水溶液置于(25±1)℃培養(yǎng)箱中，分別給予1000lux和6000lux光強(qiáng)照射，0、24、48、72、120、168、216、360h取樣檢測，研究不同光照強(qiáng)度對其降解的影響；將體積為0.5、1.0、2.0L，初始濃度為0.05mg/L的氯硝柳胺水溶液置于(25±1)℃培養(yǎng)箱中，給予6000lux光強(qiáng)照射，于0、24、48、72、120、168、216、360h取樣檢測，研究不同水體體積對其降解的影響；將初始濃度為0.05、0.10、0.25mg/L的氯硝柳胺水溶液置于(25±1)℃培養(yǎng)箱中，給予6000lux光強(qiáng)照射，0、24、48、72、120、168、216、360h取樣檢測，研究不同初始濃度氯硝柳胺在水體中的降解；將pH值分別為5、6、7、8、9，初始濃度為0.05mg/L的氯硝柳胺水溶液置于(25±1)℃培養(yǎng)箱中，給予6000lux光強(qiáng)照射，0、24、48、72、120、168、216、360h取樣檢測，研究不同pH值對其降解的影響；將初始濃度為0.05mg/L的氯硝柳胺水溶液分別置于溫度為(15±1)℃、(25±1)℃、(35±1)℃培養(yǎng)箱中，給予6000lux光強(qiáng)照射，0、24、48、72、120、168、216、360h取樣檢測，研究不同溫度對其降解的影響；將水土比分別為20:1、15:1、10:1、5:1，初始濃度為0.50mg/L的氯硝柳胺水溶液置于(25±1)℃培養(yǎng)箱中，給予6000lux光強(qiáng)照射，0、24、48、72、120、168、240h取樣檢測，研究不同水土比例對其降解的影響。 隨著時(shí)間的延長，氯硝柳胺在不同處理水中的含量均逐漸下降。當(dāng)光照強(qiáng)度由1000lux增加到6000lux，氯硝柳胺的降解半衰期也由7.20d縮短至6.17d；當(dāng)水體體積從0.5L增大至2.0L，其降解半衰期也由5.83d延長至6.96d；當(dāng)初始濃度由0.05mg/L增加至0.25mg/L，其降解半衰期也由6.19d延長至7.20d；當(dāng)水樣PH值由5.0增加至9.0，其降解半衰期也由5.71d延長至7.13d；當(dāng)水體溫度由(15±1)℃上升至(35±1)℃，其降解半衰期也由6.89d縮短至5.86d；當(dāng)水土比例由5:1增大到20:1，其降解半衰期也由4.47d延長至5.76d。多元回歸分析顯示，以上處理因素的差異均對水體中氯硝柳胺降解半衰期影響有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P0.05)，對降解半衰期的作用大小為土壤PH值初始濃度光強(qiáng)水體體積溫度。 氯硝柳胺在水中的降解符合一級反應(yīng)動力學(xué)方程，水體體積的增大、藥物初始濃度的增加，氯硝柳胺的降解都會減慢；而環(huán)境溫度的升高、光照強(qiáng)度的增大、酸性環(huán)境以及土壤的存在對其降解都有促進(jìn)作用。 三土壤中氯硝柳胺降解影響因素的研究 將含水量為10%、30%、50%、70%和90%，初始濃度5.0mg/kg的氯硝柳胺土樣置于(25±1)℃避光培養(yǎng)箱中，0、1、3、7、10、15、20、30d取樣檢測，研究土壤含水量對其降解的影響；將初始濃度為5.00mg/kg，含水量為30%的氯硝柳胺土樣分別置于(15±1)℃、(25±1)℃、(35±1)℃避光培養(yǎng)箱中，0、1、3、7、10、15、20、30d取樣檢測，研究土壤溫度對其降解的影響；將初始濃度為1.0、5.0和10.0mg/kg，含水量為30%的氯硝柳胺土樣置于(25±1)℃避光培養(yǎng)箱中，0、1、3、7、10、15、20、30d取樣檢測，研究土壤含水量對其降解的影響；將初始濃度為5.0mg/kg，含水量為30%的滅菌土樣和未滅菌土樣置于(25±1)℃避光培養(yǎng)箱中，0、1、3、7、10、15、20、30d取樣檢測，研究土壤微生物對其降解的影響。 隨著時(shí)間的延長，氯硝柳胺在不同處理土壤中的含量均逐漸下降。當(dāng)土壤含水量由10%增加至90%，氯硝柳胺的降解半衰期也對應(yīng)從4.26d縮短至2.41d；當(dāng)土壤溫度由(15±1)℃升高至(35±1)℃，其降解半衰期也由4.40d縮短至2.83d；而當(dāng)初始濃度由1.0mg/kg增加到10.0mg/kg，降解半衰期從3.21d延長至3.45d；在未滅菌土壤中，氯硝柳胺的降解半衰期為3.27d，小于在滅菌土壤中4.89d的半衰期，其在未滅菌土壤與滅菌土壤中的降解速率常數(shù)分別為0.0758和0.0151。多元回歸分析顯示，初始濃度的差異對降解半衰期的影響無統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P0.05)，含水量、溫度和土壤微生物的差異都對氯硝柳胺降解半衰期的影響均有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P0.05)，且作用大小為含水量土壤微生物溫度。 氯硝柳胺在土壤中的降解符合一級反應(yīng)動力學(xué)方程，土壤含水量、環(huán)境溫度的增加以及土壤微生物的存在都有利于其降解，而藥物初始濃度增加，降解半衰期則延長。 四現(xiàn)場水和土壤中氯硝柳胺降解規(guī)律的觀察 4.1氯硝柳胺在現(xiàn)場水體中的降解 2011年9月在鎮(zhèn)江江心洲江灘上選擇2個(gè)體積為0.63m3和0.82m3的水塘，按照體積計(jì)算氯硝柳胺有效濃度，分別以劑量0.25mg/L和0.50mg/L投入25%氯硝柳胺懸浮劑（SCN）和50%氯硝柳胺乙醇胺鹽可濕性粉劑（WPN），并攪拌均勻。以投藥時(shí)開始計(jì)時(shí)，分別于0、1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、15、20、25和30d采集水樣，其中0-10d的白天每隔4h采集一次水樣，10d后每5d采集一次水樣。每個(gè)水塘各設(shè)5個(gè)平行采樣點(diǎn)，采集5ml水樣于10ml試管中，按照固相萃取-高效液相色譜法分析檢測。2012年5月進(jìn)行二次實(shí)驗(yàn)，但投藥濃度分別為0.50mg/L和1.00mg/L，觀察時(shí)間為120h，其余同上。 隨著處理時(shí)間的延長，SCN和WPN在水體中的含量均逐漸下降，2011年SCN在水體中的降解半衰期為5.15d，降解速率常數(shù)為0.0116；WPN在水體中的降解半衰期為5.41d，降解速率常數(shù)為0.0089；2012年SCN在水體中的降解半衰期為4.79d，降解速率常數(shù)為0.0166；WPN在水體中的降解半衰期為4.77d，降解速率常數(shù)為0.0170。 氯硝柳胺在水中屬于較易降解類藥物，在水中滯留時(shí)間較短，較為安全。 4.2氯硝柳胺在現(xiàn)場土壤中的分布和降解 以劑量1g/m2在2個(gè)面積均為24m2的實(shí)驗(yàn)區(qū)上均勻噴灑SCN和WPN，分別觀察氯硝柳胺在土壤中的分布和降解。氯硝柳胺在土壤中分布的采樣深度為1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、11、12、13、14、15cm，采樣時(shí)間為0、24h、48h；在土壤中降解的采樣深度為1、5、10、15cm，采樣時(shí)間為0、1、2、3、4、5、6、7、8、9、10、15、20、25和30d，每個(gè)采樣點(diǎn)采集厚度為1cm，面積為5cm×5cm的土樣，裝入清潔密封袋中，保存在-20°C環(huán)境下盡快帶回實(shí)驗(yàn)室檢測。 SCN和WPN噴灑在土壤上，主要分布在0~5cm深度土壤中，5~15cm土層藥量較少，隨著采樣深度的增加，土壤中氯硝柳胺的含量逐漸減少。 SCN在1cm深度土壤中的降解半衰期為2.23d，降解速率常數(shù)為0.214；在5cm深度土壤中的降解半衰期為3.35d，降解速率常數(shù)為0.070；在10cm深度土壤中降解半衰期為3.38d，降解速率常數(shù)為0.068；在15cm深度土壤中的降解半衰期為2.40，降解速率常數(shù)為0.182；WPN在1cm深度土壤中的降解半衰期為2.42d，降解速率常數(shù)為0.177；在5cm深度土壤中的降解半衰期為3.47d，降解速率常數(shù)為0.062；在10cm深度土壤中的降解半衰期為3.04d，降解速率常數(shù)為0.096；在15cm深度土壤中的降解半衰期為3.38，降解速率常數(shù)為0.068。 氯硝柳胺噴灑在土壤中，主要分布在0~5cm深度土壤中，在土壤中屬于易降解類藥物，不會在土壤中長期滯留，較為安全。
[Abstract]:......
【學(xué)位授予單位】：江蘇省血吸蟲病防治研究所
【學(xué)位級別】：碩士
【學(xué)位授予年份】：2013
【分類號】：R532.21

【參考文獻(xiàn)】

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本文編號：2426632