概述

三唑酮(triadimefon)，化學(xué)名稱是 1-(4-氯苯氧基)-3,3-二甲基-1-(1,2,4-三挫-1-基)-2-丁嗣，又名粉銹寧、百里通，屬于三唑類殺菌劑，不僅對(duì)小麥、玉米、果蔬、花卉等作物的上銹病、白粉病均有較高的防治效果，同時(shí)對(duì)植物的生長亦有調(diào)節(jié)作用，是目前應(yīng)用最廣泛的廣譜殺菌劑之一，其原藥總消費(fèi)量占全部三唑類殺菌劑的30% 以上。三唑酮20 ℃時(shí)在水中的溶解度為 64 mg·L -1，在厭氧水環(huán)境中半衰期為 217 d，盡管按我國農(nóng)藥毒性分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，三唑酮屬低毒殺菌劑，但由于其穩(wěn)定性強(qiáng)，并具有良好的移動(dòng)性和吸附性，容易在環(huán)境中持久累積，對(duì)地表、地下水體造成污染，不但導(dǎo)致水生生態(tài)系統(tǒng)遭到破壞，而且影響人們飲水安全、危害健康。

美國環(huán)保局(US EPA)已計(jì)劃對(duì)三唑酮進(jìn)行全面的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，包括經(jīng)口毒性、施藥后居民區(qū)的風(fēng)險(xiǎn)以及職業(yè)病風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。目前國內(nèi)外對(duì)三唑酮在土壤和水環(huán)境中的遷移、歸趨以及對(duì)水生生物的毒害作用已有一定的研究基礎(chǔ)，但缺乏系統(tǒng)性歸納分析。本研究綜述了三唑酮在水環(huán)境中的環(huán)境行為、毒性效應(yīng)以及我國部分水體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估數(shù)據(jù)，以期為我國的三唑類藥物的水環(huán)境管理提供參考依據(jù)。

三唑酮的水環(huán)境暴露與歸趨

三唑酮在生產(chǎn)和使用過程中均會(huì)產(chǎn)生含三唑酮的廢水，我國《雜環(huán)類農(nóng)藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB21523—2008)》規(guī)定三唑酮原藥生產(chǎn)企業(yè)廢水處理設(shè)施總排放口的排放標(biāo)準(zhǔn)為 5 mg·L -1 。據(jù)中國農(nóng)藥信息網(wǎng)數(shù)據(jù)，三唑酮在我國的使用量有逐年增長的趨勢，2015 年我國三唑酮商品使用量為 1.43萬噸，與2014 年(1.37 萬噸)相比上調(diào)了 4.4%。據(jù)統(tǒng)計(jì)，美國三唑酮年使用量約 24 000 磅(10.89 噸。有報(bào)道農(nóng)藥利用率一般為 10%，大量殘留藥物在土壤中吸附和解吸后，通過雨水的淋溶作用進(jìn)入水體，造成水環(huán)境污染。美國環(huán)保局利用暴露分析模型，估計(jì)在地表水中三唑酮的預(yù)期環(huán)境濃度為 41μg·L -1;Watschke 等檢測高爾夫球場周圍地表水中農(nóng)藥的殘留情況，結(jié)果顯示水中三唑酮及其主要代謝產(chǎn)物的濃度為 46~922 μg·L-1;Stamatis 等調(diào)查了 2005~2007 年希臘阿車羅斯河中三唑酮的時(shí)空分布，發(fā)現(xiàn)春季三唑酮濃度最高(0.018 μg·L-1)，其次是夏季(0.015 μg·L-1)和秋季(0.007 μg·L-1)，冬季濃度最低(0.002 μg·L-1)。目前我國關(guān)于三唑酮在地表水暴露情況的文獻(xiàn)較少(見表 1)，游明華等 研究發(fā)現(xiàn)三唑酮在水環(huán)境中的光解半衰期主要受溫度和 pH 值的影響，農(nóng)藥的持續(xù)輸入以及豐水期和枯水期溫度、光照不同導(dǎo)致的降解速率不同，使其在豐水期的檢出濃度和頻率較高，因此九龍江枯水期未檢出三唑酮，豐水期在16 個(gè)點(diǎn)位的三唑酮檢出率為 43.8%，最高檢出濃度為 0.1733 μg·L-1。

類似的，付巖等研究了稻田周圍地表水三唑酮在一年中每個(gè)月的濃度變化，發(fā)現(xiàn)7 月份地表水濃度最高，稻田溝渠的三唑酮濃度高達(dá) 12 μg·L-1，附近魚塘也受到一定的影響，三唑酮檢出濃度為 0.4 μg·L-1。劉娜等 調(diào)查了太湖包括飲用水源地在內(nèi)的不同功能水體在夏季豐水期的三唑酮暴露水平，雖然 10 個(gè)取樣點(diǎn)均有檢出，但三唑酮濃度范圍僅為 0.002~ 0.007 μg·L-1，污染程度較小。魏琛等調(diào)查了貴州省貴陽市 4 個(gè)主要集中式飲用水源地冬季枯水期的有機(jī)氯農(nóng)藥殘留情況，三唑酮檢出率為 36.4%，其中松柏山水庫的取樣點(diǎn)未檢出三唑酮，紅楓湖、百花湖和阿哈水庫等 3 個(gè)飲用水源地的檢出濃度為 0.185~5.22 μg·L-1，劉園等在同一時(shí)期對(duì)紅楓湖、百花湖和阿哈水庫的 15 個(gè)采樣點(diǎn)進(jìn)行 2 次采樣，三唑酮檢出率為 33%，濃度范圍為 1.1~4.1 μg·L-1，3 個(gè)湖庫均受到一定程度的污染，應(yīng)進(jìn)一步調(diào)查其豐水期污染程度，并采取必要的防治措施。三唑酮施用在農(nóng)作物后，大部分落在土壤中，在8 h 內(nèi)被土壤快速吸附，該階段的吸附量較大，但三唑酮與土壤的結(jié)合相對(duì)較弱，容易從土壤中脫離;8~24 h 內(nèi)為慢速吸附階段，吸附量可增加 20%，此時(shí)三唑酮與土壤間的結(jié)合較牢固，表現(xiàn)出解吸滯后性和不可逆性。研究表明，三唑酮的初始濃度越大，吸附時(shí)間越長，解吸滯后性越強(qiáng)。因此，三唑酮在湖泊、水庫或流速緩慢的河流中更容易吸附在沉積物中，形成環(huán)境累積，其地表水暴露濃度與農(nóng)田施用量和當(dāng)?shù)亟涤炅考敖涤觐l率密切相關(guān)。

三唑酮在環(huán)境中的轉(zhuǎn)化途徑主要是生物降解和水化學(xué)降解。在土壤中三唑酮的降解主要受微生物種群和土壤結(jié)構(gòu)的影響，不同地區(qū)間的土壤半衰期差別較大。例如，河南土壤的半衰期為 28.9 d，北京土壤的半衰期為 43.3 d;設(shè)施土壤中三唑酮的降解半衰期為 15.2 d，無菌土壤處理后三唑酮的半衰期為 39.4 d。此外，三唑酮半衰期還與三唑酮的環(huán)境濃度、土壤含水率以及有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)。三唑酮濃度為 0.930 mg·kg-1、5.44 mg·kg-1、10.9 mg·kg-1時(shí)，在非淹水土壤、淹水土壤和地表水沉積物中的降解半衰期分別為 17.3 ~ 25.7 d、15.1 ~ 23.9 d、23.1 ~27.7 d，濃度越高，降解速度越慢。在河水中三唑酮的水解半衰期為 68.6 d，光解半衰期為 20 d，非生物降解(水解+光解)半衰期為 15 d ，與土壤半衰期基本一致。三唑酮在環(huán)境降解過程具有立體選擇性，在非淹沒土壤中三唑酮容易轉(zhuǎn)換為三唑醇(triad-imenol) [19-20] ，在淹沒土壤的厭氧條件下，三唑酮的主要降解產(chǎn)物為 1,4-二醇化合物(1-(1-H-1,2,4-triazole-1-yl)-3,3-dimethyl-butane-2-one-1,4-diol)。2 三唑酮的生物累積與代謝 (Bioaccumulationand metabolism of triadimefon)生物富集系數(shù)(bioconcentration factor，BCF)為平衡時(shí)生物體內(nèi)濃度與水中濃度的比值，主要受辛醇-水分配系數(shù)(K ow )和生物體對(duì)化學(xué)物質(zhì)代謝作用的影響。三唑酮的 lgK ow 為 3.11 ，根據(jù)《化學(xué)品 生物富集 流水式魚類試驗(yàn)(GB/T 21800—2008)》中的公式估算出在生物體內(nèi)達(dá)到 95% 平衡需要 4.6 d?？紤]到生物對(duì)化合物的主動(dòng)運(yùn)輸、被動(dòng)運(yùn)輸能力以及代謝能力等因素，不同生物類群的平衡富集時(shí)間及富集能力存在一定的差異。一般情況下，生物代謝能力越強(qiáng) BCF 值越低。三唑酮濃度為 1 000 μg·L-1時(shí)，斜生柵藻在第 7 天對(duì)三唑酮的生物富集達(dá)到最高點(diǎn)(BCF 為67) ，黑斑蛙蝌蚪(Ｒana nigromacula-ta)在第1 天即達(dá)到富集值(BCF 為 13~15)，顫蚓(Tubifex tubifex)在第 8 天達(dá)到富集值(BCF 為1.1)。環(huán)棱螺暴露在 835 μg·L-1的三唑酮 10 d 后，生物富集性達(dá)到平衡，內(nèi)臟團(tuán)的富集能力大于腹足，整體 BCF 值最高為 11.6 。比較 4 種水生生物富集因子，斜生柵藻的富集能力明顯強(qiáng)于蝌蚪、環(huán)棱螺和顫蚓。

三唑酮對(duì)水生生物的毒性效應(yīng)

三唑酮的活性基團(tuán)是三唑環(huán)基團(tuán)，其作用機(jī)理是通過抑制真菌的甾醇 14α 去甲基化酶(CYP51)的活性來抑制麥角甾醇的合成 ，實(shí)現(xiàn)殺菌效果，但同時(shí)也阻礙植物體內(nèi)赤霉素和多種甾醇的生物合成，改變植物激素的平衡，從而調(diào)節(jié)植物生長和發(fā)育 。據(jù)報(bào)道，三唑酮濃度為 500 μg·L-1時(shí)，能夠促進(jìn)斜生柵藻的生長，提高葉綠素含量，濃度為 1 000μg L-1時(shí)開始對(duì)斜生柵藻的生長和葉綠素含量產(chǎn)生抑制作用，R-三唑酮與 S-三唑酮的 96 h EC 50 分別為2 590、2 680 μg·L-1，2 個(gè)對(duì)映體的毒性差異不大。三唑酮對(duì)紫背浮萍葉綠素 a 的 96 h IC 50 為 5 370 μg·L -1，對(duì)杜氏藻種群增長的 96 h EC 50 為 5 980 μg·L -1，對(duì)四尾柵藻和紫背浮萍的 NOEC 分別為100和 500 μg·L -1，說明三唑酮對(duì)不同水生植物的毒性效應(yīng)差異不大。大量文獻(xiàn)證明三唑酮對(duì)水生動(dòng)物具有急性致死、致畸以及慢性毒性效應(yīng)(見表 2)。分析三唑酮對(duì)不同類群水生生物的急性毒性效應(yīng)，三唑酮對(duì)大型溞和蚋的 48 h LC 50 分別為 1 600 [3] 和 6 100 μg·L -1 ，對(duì)魚類、貝類和黑斑蛙蝌蚪的 96 h LC 50 分別為 4 100~14 000 [3,30,32] 、15 223~38 252 和23 230 μg·L -1[22,39] ，物種間急性毒性差異較小。此外，三唑酮能夠在短期內(nèi)導(dǎo)致水生動(dòng)物胚胎畸形，Hermsen 等 和劉少穎 分別在 1 938.42 和2 000 μg·L-1暴露條件下觀察到斑馬魚魚卵孵化后出現(xiàn)胚胎畸形，非洲爪蟾5 d 胚胎畸形 EC 10 為558.03 μg·L -1。長期暴露條件下，三唑酮對(duì)青鳉魚、斑馬魚、萼花臂尾輪蟲繁殖類測試終點(diǎn)的 NOEC 分別為 5、125、80 μg·L -1，對(duì)幼年期虹鱒魚、黑頭軟口鰷、非調(diào)和異星美星介生長發(fā)育的 NOEC 分別為 40、170、320 μg·L -1 ，大型溞 21 d子代死亡率 NOEC 為 25 μg·L -1。劉娜 比較了三唑酮對(duì)青鳉魚和大型溞不同測試終點(diǎn)的毒性效應(yīng)，發(fā)現(xiàn)以青鳉魚生存、生長、繁殖為測試終點(diǎn)的 NOEC 分別為 76 μg·L-1、60 μg·L-1、5 μg·L-1，青鳉魚的繁殖類指標(biāo)(產(chǎn)卵量)最敏感。分析原因，青鳉魚的內(nèi)分泌系統(tǒng)主要受下丘腦-垂體-甲狀腺(HPT)軸和下丘腦-垂體-性腺(HPG)軸調(diào)控，其產(chǎn)卵量與卵子發(fā)育、雌雄交配行為、性激素刺激等多個(gè)環(huán)節(jié)相關(guān)，是所有生理生化行為的綜合體現(xiàn)，因此對(duì)外源化合物的影響最敏感。

以大型溞蛻皮次數(shù)、生長和繁殖為測試終點(diǎn)的 NOEC 分別為 25 μg·L-1、100 μg·L-1、200 μg·L-1，其蛻皮次數(shù)與生長比繁殖指標(biāo)(子代數(shù)量)更為敏感。這是因?yàn)?，大型溞只有在極端惡劣的環(huán)境中才進(jìn)行有性生殖，正常條件下孤雌生殖的雌溞沒有內(nèi)分泌器官，而蛻皮過程由神經(jīng)內(nèi)分泌器官分泌的蛻皮抑制激素和蛻皮激素直接調(diào)控 ，因此更容易被內(nèi)分泌干擾物影響。對(duì)于三唑酮是否屬于內(nèi)分泌干擾物，目前尚存在一定的爭議。聯(lián)合國糧食與農(nóng)業(yè)組織和世界衛(wèi)生組織于 1986 對(duì)三唑酮的內(nèi)分泌干擾效應(yīng)進(jìn)行評(píng)價(jià)，表明三唑酮主要影響雄性大鼠的性行為，染毒雄鼠體內(nèi)的睪酮含量加倍;1999 年美國《安全飲用水和毒性強(qiáng)制執(zhí)行法案(第 65 號(hào)提案)》將三唑酮列入飲用水化學(xué)品控制名單，認(rèn)為其具有發(fā)育毒性、雄激素效應(yīng)和雌激素效應(yīng);2006 年歐盟(EU)將三唑酮列入具有內(nèi)分泌-生殖干擾毒性的農(nóng)藥及其代謝產(chǎn)物名單 ;世界自然基金(World Wide Fund for Na-ture or World Wildlife Fund，WWF)認(rèn)為三唑酮是一種雌激素受體增效劑(estrogen receptor agonist)，對(duì)生物體內(nèi)雌激素具有一定的影響。然而，在 US EPA 內(nèi)分泌干擾物篩選計(jì)劃(Endocrine Disruptor ScreeningProgram，EDSP) 的黑頭軟口鰷(Pimephales promelas)21 d 繁殖毒性試驗(yàn)中，雌魚產(chǎn)卵量顯著下降，雄魚VTG 升高359%，雌魚與雄魚的性腺指數(shù)(Gonado-So-matic Index，GSI)分別升高 49%、75%，但同時(shí)伴隨著體重下降和肝重增加，因此 EDSP 推測魚類繁殖力下降是由于肝臟毒性或其他非生殖因素壓力(如，能量供應(yīng)不足)引起，而非直接作用于 HPG 軸和 HPT 軸，因此三唑酮不屬于環(huán)境內(nèi)分泌干擾物。

三唑酮的有害結(jié)局路徑

(1)三唑酮使用后被土壤吸附和解吸，經(jīng)雨水淋溶作用進(jìn)入地表水環(huán)境，其環(huán)境半衰期為 15~43.3d，能夠在水生生物體內(nèi)累積代謝。目前我國地表水中三唑酮的最高暴露濃度為 12 μg·L-1，因此有必要在全國范圍內(nèi)開展系統(tǒng)的調(diào)查，尤其應(yīng)關(guān)注豐水期的暴露水平。

(2)三唑酮主要通過抑制 P450 酶活性來干擾水生生物體內(nèi)激素的合成，從而影響水生生物繁殖和生長發(fā)育，進(jìn)而影響其種群變化。此外，三唑酮具有一定的雌激素效應(yīng)和甲狀腺激素干擾效應(yīng)，但相關(guān)有害結(jié)局路徑尚不明確。由于三唑酮對(duì)水生生物的毒性機(jī)理研究主要集中在魚類，對(duì)低營養(yǎng)級(jí)水生生物研究較少，為保證水生態(tài)系統(tǒng)完整性，有必要開展浮游生物等低營養(yǎng)級(jí)水生生物的毒性機(jī)制，進(jìn)一步完善其有害結(jié)局路徑。

(3)三唑酮對(duì)我國地表水生態(tài)系統(tǒng)具有一定的風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)進(jìn)一步開展中宇宙野外暴露模擬實(shí)驗(yàn)，在種群水平研究三唑酮對(duì)水生生物的繁殖毒性效應(yīng)，對(duì)我國地表水進(jìn)行高層次生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估。

參考文獻(xiàn)

[1]劉娜,金小偉,穆云松,馮承蓮,吳豐昌,王業(yè)耀.三唑酮在水環(huán)境中的環(huán)境行為、毒性效應(yīng)及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào),2017,12(04):65-75.