0 引 言
阿特拉津是一种典型的三嗪类除草剂，广泛用于防除玉米、高粱和甘蔗等农田中阔叶杂草及禾本科杂草[1]。经过喷洒后，大部分阿特拉津直接进入土壤。阿特拉津分子具有由3个碳和3个氮对称排列构成的六元均三嗪环，结构非常稳定，难于生物降解，其在土壤环境中的平均半衰期为13～261 d[2]。土壤中累积赋存的阿特拉津一方面通过农作物根系吸收对农作物产生毒害作用，影响作物品质;另一方面通过食物链对动物的生殖与繁衍及人体健康产生不良影响。因此，阿特拉津污染土壤亟需得到有效处理。
目前阿特拉津污染土壤主要通过生物修复、化学淋洗和化学氧化还原等技术修复[3-4]。在土壤实际修复过程中，生物修复处理周期长，化学淋洗存在二次环境污染的风险。化学氧化的药剂会被土壤有机质消耗导致其运行成本较高[5-6]。化学还原则具有处理周期短、药剂成本低和环境友好的优点，在有机污染土壤修复中具有很好的应用前景。抗坏血酸是广泛存在于水果和蔬菜中的一种天然抗氧化剂，其具有较强的还原性(氧化还原电位为-0.06 V)，且价格低廉，能有效还原去除环境污染物。例如，抗坏血酸能将水中高毒性的六价铬还原成低毒性的三价铬[7]，同时抗坏血酸能有效还原降解水中有机污染物[8]。相比于水溶液中有机污染物的降解，土壤中有机污染物的去除将涉及复杂的界面行为和化学转化过程。目前抗坏血酸还原降解土壤中的有机污染物的报道较少。
本文以阿特拉津污染土壤为研究对象，研究抗坏血酸对土壤中阿特拉津的还原降解率。考察抗坏血酸的浓度、反应气氛、温度和pH值对土壤中阿特拉津降解率的影响，并探究抗坏血酸对阿特拉津的降解路径，旨在为抗坏血酸在有机污染土壤修复中的应用提供参考。
1 实验部分
1.1 实验材料
阿特拉津标准样购自Sigma-Aldrich，抗坏血酸(分析纯)、H2SO4(分析纯)和NaOH(分析纯)购自国药集团化学试剂有限公司，乙腈(色谱纯)和丙酮(色谱纯)购自Merk KgaA。实验用水均为去离子水。
1.2 供试土壤
将采集校园表层土壤自然风干，碾磨过0.25 mm不锈钢筛。在1000 g处理过的校园土中加入250 mL浓度为200 mg/L的阿特拉津(溶于丙酮)溶液，然后将其转移至摇床(转速为120 r/min)中振荡4 h后取出，在通风橱中自然风干。土壤中阿特拉津的初始浓度为42.8 mg/kg。
1.3 实验方法
在250 mL三口平底烧瓶中加入20 g供试土壤，然后加入200 mL一定浓度的抗坏血酸溶液，采用稀H2SO4和稀NaOH溶液调节反应的初始pH。将三口烧瓶置于振荡器(转速为80 r/min)上振荡，通过水浴加热控制反应温度，同时利用连续通入氮气和空气调控反应气氛，气体流速为0.5 L/min。在设定时间取出5 mL泥浆样品后立即离心(转速为4000 r/min)过滤得土壤和上清液，土壤经过冷冻干燥后测定其中阿特拉津浓度，同时测定上清液中抗坏血酸浓度。每组实验均设平行3次。
1.4 分析方法
土壤中阿特拉津的测定以乙腈为萃取剂(固液比为1 g∶10 mL)，超声辅助提取时间为30 min，然后离心(转速为4000 r/min)过滤得上清液[9]。上清液中阿特拉津的浓度采用高效液相色谱(HPLC, Ultimate 3000, Thermo)测定，色谱柱为Agilent TC-C18(150 mm×4.6 mm, 5 μm)，流动相为水(50%)和乙腈(50%)，流速为1 mL/min，紫外检测波长为220 nm，柱温为30 ℃。阿特拉津的中间产物采用液相色谱-质谱仪(LC-MS, Thermo)分析测定。上清液中氯离子浓度采用离子色谱(IC，Dionex ICS-900，Thermo)测定，流动相为1.7 mmol/L NaHCO3和1.8 mmol/L Na2CO3混合溶液，流动相的流速为1.0 mL/min。
2 结果与讨论
2.1 抗坏血酸浓度对土壤中阿特拉津降解的影响
图1a显示了抗坏血酸的浓度对土壤中阿特拉津降解率的影响(初始pH为7.0，温度为20 ℃)。当未添加抗坏血酸时，反应20 d后，土壤中阿特拉津的浓度仅降低了3.1%。当添加5 mmol/L抗坏血酸时，反应20 d后，土壤中阿特拉津的降解率达到20.1%。随着抗坏血酸浓度的增加，土壤中阿特拉津的降解率逐渐升高。当抗坏血酸的浓度为20 mmol/L时，反应20 d后，土壤中阿特拉津的降解率增加到85.5%。图1b显示不同浓度抗坏血酸对阿特拉津的降解速率符合假一级动力学。当抗坏血酸的浓度为20 mmol/L时，土壤中阿特拉津的降解速率达到0.117 d-1，显著高于微生物对土壤中阿特拉津的降解速率(0.036 d-1)[10]。实验结果表明，抗坏血酸的添加能显著提高土壤中阿特拉津的降解效率。
2.2 反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响
图2a为反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响(抗坏血酸浓度为10 mmol/L，初始pH为7.0，温度为20 ℃)。当在氮气气氛下，反应20 d后，土壤中阿特拉津的浓度降低了70.1%。当在空气气氛下，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率仅为35.7%，比氮气气氛减少了49.1%。图2b为抗坏血酸在不同反应气氛条件的浓度变化。当在氮气气氛下，反应20 d，抗坏血酸的浓度仅降低了33.8%，而在氧气气氛下，抗坏血酸的浓度降低了98.4%。结果表明：抗坏血酸在氧气气氛下的消耗速率显著高于氮气气氛。抗坏血酸在有氧条件下会转化成脱氢抗坏血酸[11]，由于脱氢抗坏血酸失去给电子能力，故其不能还原降解有机污染物。刘永等[12]也发现抗坏血酸在通氧条件下对Cr(Ⅵ)的还原率比通氮条件降低了8.4%。因此，氧气的存在会抑制抗坏血酸还原降解土壤中阿特拉津。
—0 mmol/L；
—5 mmol/L；
—10 mmol/L；
—20 mmol/L。
图1 土壤中阿特拉津在不同抗坏血酸浓度条件下的质量浓度变化及阿特拉津降解速率的假一级动力学拟合结果
Fig.1 The degradation of atrazine in the contaminated soil with different dosage of ascorbic acid，and plots of first-order kinetics for atrazine degradation
—氮气；—空气。
图2 反应气氛对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响及浓度变化
Fig.2 Influence of reaction atmosphere on atrazine degradation and ascorbic acid concentration in contaminated soil by ascorbic acid
2.3 反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响
图3a为反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响。当反应温度为30，40，50 ℃时，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率分别为77.1%、88.7%和91.4%，降解速率分别为0.0914，0.133，0.152 d-1。结果表明：反应温度的升高能显著促进抗坏血酸降解土壤中阿特拉津。根据阿伦尼乌斯(Arrhenius)方程，绝对温度倒数值(1/T)和阿特拉津降解速率负对数值(-ln k)的线性关系见图3b(抗坏血酸的浓度为10 mmol/L，初始pH为7.0)。通过计算得到抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22.6 kJ/mol，低于过硫酸盐氧化降解阿特拉津的表观活化能(141 kJ/mol)[13]。
2.4 初始pH对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响
图4a显示了pH对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响(抗坏血酸浓度为10 mmol/L，温度为20 ℃)。当反应pH为2.5、7.0和12.5时，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率分别为21.6%，70.1%和 90.2%。结果表明：pH的增加有利于抗坏血酸还原降解阿特拉津。抗坏血酸是二元酸，其在水溶液中通过电离形成
和
种形态。根据CurTiPot软件计算可得到抗坏血酸在pH分别为2.5、7.0和12.5条件下的形态分布(图4b)。结果表明：抗坏血酸在pH为2.5时主要以C6H8O6形态存在，在pH为7.0时主要以
形态存在，在pH为12.5时主要以
形态存在。抗坏血酸各形态的还原能力与其垂直电离势成反比，Hou等通过计算得到和的电离势分别为6.89，5.24和3.27 eV，故抗坏血酸各形态的还原能力的大小顺序为
因此，随着pH的增加，抗坏血酸的还原能力增加，进而提高了阿特拉津的降解率。Liang等[15]也发现抗坏血酸在碱性条件下对三氯乙烯的还原效率显著高于酸性和中性。
—20℃；—30℃；—40℃；—50℃。
图3 反应温度对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的影响和绝对温度倒数值(1/T)和阿特拉津降解速率负对数值(-lnk)的线性关系
Fig.3 Effect of reaction temperature on atrazine degradation in contaminated soil by ascorbic acid and the linear relationship between the reciprocal of kelvin temperature (1/T)and negative logarithm of atrazine degradation rate (-lnk)
—pH=2.5；
—pH=7.0；
—pH=12.5；
C6H8O6；
图4 pH对抗坏血酸降解土壤中阿特拉津和抗坏血酸形态分布的影响
Fig.4 Influence of pH on atrazine degradation in contaminated soil by ascorbic acid and fractions of ascorbic acid form
2.5 土壤中阿特拉津的降解路径
采用液相色谱-质谱仪对阿特拉津的降解中间产物进行检测分析。图5a显示了反应5 d后阿特拉津及其降解中间产物的液相色谱图。结果表明：阿特拉津降解的主要中间产物包括2-氯-4-乙胺基-6-异丙氨基-1,3,5-三嗪(2-chloro-4-amino-6-isopropylamino-1,3,5-triazine，CEAT)、2-氯-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪(2-chloro-4,6-diamino-1,3,5-triazine，CAAT)、2-乙胺基-4-异丙氨基-1,3,5-三嗪(2-ethylamino-4-isopropylamino-1,3,5-triazine，EIAT)和2-羟基-4,6-二氨基-1,3,5-三嗪(2-hydroxy-4,6-diamino-1,3,5-triazine，OAAT)。通过降解中间产物分子结构分析及其在反应过程中的浓度变化(图5b)，阿特拉津在抗坏血酸还原作用下，首先发生脱氯反应生成EIAT和侧链脱烷基反应生成CEAT。CEAT的浓度呈先增加后下降的趋势，表明CEAT进一步发生脱烷基反应生成CAAT，CAAT再通过羟基化反应转化生成OAAT。微生物在降解阿特拉津的过程中也发生类似的水解脱氯、脱烷基和羟基化反应[16]。随着阿特拉津分子结构中氯原子的去除，其毒性将显著降低[17]。因此，抗坏血酸能有效降低阿特拉津污染土壤的环境风险。
3 结 论
1)抗坏血酸能有效还原降解土壤中的阿特拉津，当抗坏血酸的浓度为20 mmol/L，初始pH为7.0，温度为20 ℃时，土壤中阿特拉津的降解率达到85.5%。抗坏血酸对阿特拉津的降解速率符合假一级动力学。当抗坏血酸的浓度为20 mmol/L时，土壤中阿特拉津的降解速率达到0.117 d-1，显著高于微生物对土壤中阿特拉津的自然降解速率(0.036 d-1)。抗坏血酸降解阿特拉津主要发生脱氯、侧链脱烷基和羟基化反应，中间产物的毒性显著低于阿特拉津，从而有效降低阿特拉津污染土壤的环境风险。
—阿特拉津；
—CEAT；
—CAAT；
—EIAT；
—OAAT。
图5 反应5 d后阿特拉津及其降解中间产物的液相色谱图和浓度变化
Fig.5 HPLC spectra of the concentration variation of atrazine and its degradation intermediates after 5 days of reaction
2)氧气会增加抗坏血酸的消耗量，促进抗坏血酸转化成脱氢抗坏血酸，降低抗坏血酸给电子的能力，从而抑制土壤中阿特拉津的降解。当在空气气氛下，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率仅为35.7%，比氮气气氛减少了49.1%。
3)在20～50 ℃范围内，增加反应温度能促进抗坏血酸降解土壤中的阿特拉津。当反应温度为50 ℃时，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率为91.4%，降解速率达到0.152 d-1。通过阿伦尼乌斯方程计算得到抗坏血酸降解土壤中阿特拉津的表观活化能为22.6 kJ/mol。
4)随着pH的增加，抗坏血酸的还原能力增加，进而提高阿特拉津的降解率。当反应pH为2.5、7.0和12.5时，反应20 d，土壤中阿特拉津的降解率分别为21.6%、70.1%和 90.2%。
[1] Chen Y K, Jiang Z, Wu D, et al.Development of a novel bio-organic fertilizer for the removal of atrazine in soil [J].Journal of Environmental Management, 2019, 233: 553-560.
[2] Thorngren J L, Harwood A D, Murphy T M, et al.Fate and risk of atrazine and sulfentrazone to nontarget species at an agriculture site [J].Environmental Toxicology and Chemistry, 2017, 36(5): 1301-1310.
[3] Chen L W, Hu X X, Yang Y, et al.Degradation of atrazine and structurally related s-triazine herbicides in soils by ferrous-activated persulfate: kinetics, mechanisms and soil-types effects [J].Chemical Engineering Journal, 2018, 351: 523-531.
[4] Cheng M, Zeng G, Huang D, et al.Degradation of atrazine by a novel Fenton-like process and assessment the influence on the treated soil [J].Journal of Hazardous Materials, 2016, 312: 184-191.
[5] 赵玲, 滕应, 骆永明.我国有机氯农药场地污染现状与修复技术研究进展[J].土壤, 2018, 50(3): 435-445.
[6] Fang G D, Chen X R, Wu W H, et al.Mechanisms of interaction between persulfate and soil constituents: activation, free radical formation, conversion, and identification [J].Environmental Science and Technology, 2018, 52(24), 14352-14361.
[7] Zhou X, Zhou M, Wu X, et al.Reductive solidification/stabilization of chromate in municipal solid waste incineration fly ash by ascorbic acid and blast furnace slag [J].Chemosphere, 2017, 182: 76-84.
[8] Liang C J, Lin Y T, Shiu J W.Reduction of nitrobenzene with alkaline ascorbic acid: kinetics and pathways [J].Journal of Hazardous Materials, 2016, 302: 137-143.
[9] 曹美珠, 张超兰, 潘丽萍, 等.土壤中莠去津及其降解产物的提取及高效液相色谱-质谱分析[J].农业环境科学学报, 2015, 34(1): 65-71.
[10] Dong X F, Sun H W.Effect of temperature and moisture on degradation of herbicide atrazine in agricultural soil [J].International Journal of Environmental & Agriculture Research, 2016, 2(7): 150-157.
[11] Boatright W.Oxygen dependency of one-electron reactions generating ascorbate radicals and hydrogen peroxide from ascorbic acid [J].Food Chemistry, 2016, 196: 1361-1367.
[12] 刘永, 徐新华, 江栋.L-抗坏血酸还原降解六价铬的影响因素 [J].环境科学研究, 2008, 21(4): 25-28.
[13] Ji Y F, Dong C X, Kong D Y, et al.Heat-activated persulfate oxidation of atrazine: implications for remediation of groundwater contaminated by herbicides [J].Chemical Engineering Journal, 2015, 263: 45-54.
[14] Hou X J, Huang X P, Ai Z H, et al.Ascorbic acid induced atrazine degradation [J].Journal of Hazardous Materials, 2017, 327: 71-78.
[15] Lin Y T, Liang C J.Carbon tetrachloride degradation by alkaline ascorbic acid solution [J].Environmental Science and Technology, 2013, 47(7): 3299-3307.
[16] Singh S, Kumar V, Chauhan A, et al.Toxicity, degradation and analysis of the herbicide atrazine [J].Environmental Chemistry Letters, 2018, 16(1): 211-237.
[17] Baranda A B, Barranco A, de Mara
ón I M.Fast atrazine photodegradation in water by pulsed light technology [J].Water Research, 2012, 46(3): 669-678.