除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展.doc

刘爱菊等：除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展 407
除草剂阿特拉津的环境毒理研究进展
刘爱菊，朱鲁生*，王 军，孙瑞莲，林爱军
山东农业大学资源环境学院，山东 泰安 271018

摘要：叙述了阿特拉津的应用概况及其在生产实践中所存在问题；阿特拉津在生物体内和环境中的降解代谢过程。综述了近年来国内外在阿特拉津的残留分析方法、环境毒理学和微生物降解等方面的研究进展。
关键词：阿特拉津；降解代谢；残留分析；环境毒理；生物降解
中图分类号：X592 文献标识码：A 文章编号：1008-181X（2002）04-0405-04

阿特拉津是在1952年由Geigy化学公司研制开发的一种除草剂，1958年申请瑞士专利，1959年投入商业生产。由于该除草剂具有优良的杀草功效，很快在世界各国得到了广泛的应用和推广。目前阿特拉津在国内外杂草防除上仍占有重要地位。
但随着时间的推移和生产实践的深化，特别是人们环境意识的增强，阿特拉津对环境的污染和生态的破坏引起了人们的高度重视。本文从阿特拉津的性质、特征、应用概况、在环境中的运动规律、残留分析、环境毒理和生物降解等方面进行评述。
1 阿特拉津的结构及理化性质

图1 阿特拉津化学结构式

阿特拉津，又名莠去津（Atrazine），化学名称为2－氯－4－乙胺基－6－异丙胺基－1,3,5－三嗪。化学结构式如图1所示。
纯品为无色结晶，熔点173~175 ℃，20 ℃时蒸气压为4.0×10－5 Pa，25 ℃时在水中的溶解度为33 mg×ml-1，正戊烷中为360 mg×ml-1，二乙醚中为2000 mg×ml-1，醋酸乙酯中为28000 mg×ml-1，甲醇中为18000 mg×ml-1，氯仿中为52000 mg×ml-1。在微酸及微碱介质中较稳定，在较高的温度下能被较强的酸和较强的碱水解。原粉为白色粉末，纯度在92%以上。
2 阿特拉津的特性、应用概况及存在的问题
阿特拉津是选择性内吸传导型苗前、苗后除草剂[1]。适用于玉米、高梁、甘蔗、茶园、果园和林地及铁路等防除一年生禾本科杂草和阔叶杂草,对多年生杂草也有一定的抑制作用[2]。但通常防除双子叶杂草的效果比禾本科杂草好。因此，现在生产上常用的多为阿特拉津与酰胺类除草剂如乙草胺、丁草胺、异丙甲草胺的混配制剂。
该除草剂自1959年投入商业生产以来，在世界范围内得到了大面积的推广和使用。在美国,阿特拉津被列为使用最为广泛的除草剂之一。在1980～1990年间，每年喷撒阿特拉津达2984万kg[3]。1986年，瑞典全国使用了120 t的阿特拉津[4]。目前，阿特拉津仍为国际上出售的主要除草剂之一。在我国，阿特拉津是北方旱区主要作物玉米、高梁、果茶园等常用除草剂。其生产厂家和产品比较多，代表性的厂家和产品有：长兴第一化工厂的48％莠去津可湿性粉剂，张家口市宣化农药厂的40％莠去津胶悬剂和40％乙·莠悬浮乳剂。
阿特拉津使用的主要环境问题是其在土壤中的残留期长，容易对某些后茬敏感的作物，如小麦、大豆、水稻等产生药害。该药具有土壤淋溶性，易被雨水、灌溉水淋溶至较深层土，或是随地表径流进入河流、湖泊，对地下水和地表水造成污染[5~6]。
3 阿特拉津在环境中的分布及其检测方法
阿特拉津在世界范围内广泛推广应用已有40多年的历史，因而在环境中有着广泛的分布。Hoffman等[7]在对美国8条城市河流中农药含量作比较时，发现阿特拉津、西玛津、甲草胺等除草剂被检出率很高。1995年Bester[8]等报道德国Bight地区的大气中阿特拉津的浓度为20 µg×m-3。Bester等[4]报道在温暖的季节，瑞典的降雨中含有阿特拉津，作者认为是由于阿特拉津的挥发和风蚀作用，导致了阿特拉津在大气和降雨中出现，从而使高山湖泊中也有阿特拉津被检出。
70年代初至80年代中期，大量的文献报道用气相色谱法来分离检测环境中的阿特拉津，各种检测器被采用，如：火焰离子检测器（FID）、氮磷检测器（NPD）、Coulson传导检测器、电子捕获检测器(ECD)、质谱检测器（MS）等，衍生技术和高分辨率的毛细管柱也用于阿特拉津的分离和检测[9]。进入80年代后,多种仪器分析手段用于阿特拉津的检测，如：高效液相色谱法、分光光度法、极谱法、选择电极法、红外法、毛细管电泳法及色质联用法等。近年来，随着生物技术的进步，免疫分析技术逐渐用于环境中阿特拉津的检测。Kramer K等[10]在1993~1998年间，用ELISA方法对德国南部土壤中的阿特拉津的残留量进行了监测。此外，超临界流体萃取技术、固相萃取技术、固相微萃取技术、分子印迹技术等样品前处新理技术也用于环境中的阿特拉津分析检测。如Pensabene等[11]用超临界流体萃取技术从鸡蛋提取阿特拉津，其平均回收率为90.4％，RSD为3.3％。
4 阿特拉津在生物体内和环境中的代谢
4.1 阿特拉津动植物体内的代谢

图2 阿特拉津在动植物体内的代谢途径
1：阿特拉津的羟基化反应；2：特拉津的与谷胱甘肽的结合反应；3：特拉津的脱烷基反应
现在已证明，阿特拉津在动植物体内的基本分解反应是和谷胱甘肽生成可溶于水的结合体，同时还发生脱N-烷基反应。但不同的是，在动物体内其最终分解的基本产物为巯基尿酸，且很难发生水解反应，其三氮环也不会开裂；而在植物体内，阿特拉津羟基化水解代谢则是植物获得选择性的主要解毒机制之一。阿特拉津在动植物体内的代谢途径如图2所示。
4.2 在土壤、水体环境中的降解代谢
阿特拉津在土壤和水体中分解既有化学降解过程，也有微生物降解过程。这里主要论述其化学降解：主要包括光解和水解。阿特拉津在水中的光解发生在波长小于300 nm的紫外线照射时，且在波长为260 nm时转化的速度最快。其主要产物是2－羟基阿特拉津[12]。在水中阿特拉津的化学水解较生物降解强烈，可通过2位碳的水解、4位碳的N－脱烷基化和开环而发生。在土壤中，土壤腐殖质、粘土矿物可催化阿特拉津的化学水解形成2-羟基阿特拉津[13]，另外，pH值对阿特拉津的水解过程有着强烈的影响。叶常明等[4]证明酸性和碱性土壤均有促进阿特拉津在土壤中的光解作用。
5 阿特拉津的环境毒理与生态效应
5.1 急性毒性和遗传毒性
按农药毒性分级标准，阿特拉津属低毒除草剂，大白鼠急性经口毒性LD50为3080 mg×kg-1，小白鼠急性经口毒性LD50为1750 mg×kg-1；鲤鱼TLm（中等容限）为10 mg×kg-1以上，鳉鱼TLm为19 mg×kg-1（48 h）。对鹌鹑、野鸭的半致死量分别为5760 mg×kg-1（5 d）和19560 mg×kg-1（7 d）[15]。
对于阿特拉津的遗传毒性，结论不一。金焕荣等[16]通过Ames试验、精子畸形试验、骨髓微核实验对阿特拉津的致突变性进行研究。结果发现阿特拉津在一定剂量下对小鼠生殖细胞可能存在遗传损伤，干扰精子的正常生成和成熟；但微核实验和Ames试验结果均为阴性，这分别与Tomas等[17]和M.J.Ruiz[18]研究报道的结论相符。Kligerman等[19]先后报道了在含有5％的二甲基亚砜的水样中，阿特拉津在最高浓度时，也不会导致姊妹染色体单体交换，染色体突变和小鼠骨髓中微核数目的减少。但也有研究表明，3 mg/L的阿特拉津可使仓鼠染色体断裂[20]。Sanderson等[21]发现阿特拉津等三氮苯类除草剂能使人体内CYP19酶的活性升高，干扰人体内分泌平衡。但是否阿特拉津真能危害人体，尚需进一步研究、确认。
5.2 阿特拉津的环境生态效应
阿特拉津对生活在水中动物毒性极大，当浓度达到3 µg×kg-1时，可杀死水的节肢动物[20]。阿特拉津进入水体后，充分表现出其对水生植物的活性。这样由于其直接毒性作用和对食物链的深刻破坏而对所有的水生生物生存造成不良的影响。另外，阿特拉津能有效抑制植物和藻类的光合作用和生长。EL-Sheekh等[22]发现，当阿特拉津的浓度达15 µmol×L-1×L-1时小球藻的生长立即受到抑制。地球上90％的光合作用是由藻类植物完成的，藻类植物受到危害会引起食物链的改变，以致影响整个生态系统。但也有人认为阿特拉津的威胁性并非很大[23]。

图3 阿特拉津的降解途径及降解产物
h：表示水解反应；d：表示脱烷基反应

此外，生物浓缩因子（BCFs）资料表明，阿特拉津很难产生生物浓缩，食物链的放大也可以忽略，据报道的BCFs值看，软体动物，水蛭、枝角目动物和鱼类不通过过食物链在阿特拉津的暴露下产生积累。
5.3 有关规定
由于阿特拉津的广泛应用，现已对生态环境造成不同程度的破坏和污染。各国根据本国的实际情况，对阿特拉津在食品、作物、饮用水等中的残留限量作了相应的规定。如美国的《联邦法规书》中规定阿特拉津在脂肪、肉类及肉类副产品中的最高残留限量为0.02 mg×kg-1。加拿大饮用水水质标准中规定阿特拉津及其代谢物的历史最大接受浓度为0.005 mg×L-1。欧盟已将阿特拉津作为饮水检测指标之一，规定其含量不得超过0.1 mg×L-1。我国卫生部1996年6月19日批准的食品中阿特拉津的最大残留限量标准（GB 16323－1996）中规定其在玉米、甘蔗中的含量≤0.05 mg×kg-1；另外，我国规定阿特拉津在地表水Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ类水域中的特定项目标准值为0.003 mg×L-1（GHZB1－1999）。
6 阿特拉津的生物降解
20世纪60年代以来，许多国家均致力于寻找高效降解阿特拉津的微生物。到目前为止，已从诺卡氏菌属（Nocardia）、红球菌属（Rhodococcus）、不动杆菌属（Acinetobacter）、土壤杆菌属（Agrobacterium）、假单胞菌属（Pseudomonas）、根瘤细菌属（Rhizobium）以及一些真菌菌属、藻类等微生物中分离到降解阿特拉津的微生物，且找到了能彻底降解阿特拉津的单菌株ADP[23]。近两年，国内也开始了阿特拉津的生物降解研究报道[24~25]。
自90年代中期，阿特拉津的生物降解机理研究获得了迅速的发展[27]。阿特拉津的微生物降解途径和降解产物如图3所示。现已证明，假单胞菌ADP降解阿特拉津的前三步需要三种酶[26]：阿特拉津氯水解酶（AtzA），羟基阿特拉津乙氨基水解酶（AtzB）和N-异丙基氰尿酸酰胺异丙基氨基水解酶（AtzC）；并且已克隆到编码这三种酶的基因片段。de Soua等[27]通过对Atr+和Atr-菌株的质粒分析，细菌杂交试验和质粒结合转移试验，证明atzA、B或C基因可能位于96 kb的接合性质粒上，且研究表明，阿特拉津降解基因位于接合性质粒上是一种普遍的现象。de Soua等[28]用PCR扩增技术，以假单胞菌ADP菌株的atzA、B、C基因的两端序列为引物，以另外几种降解阿特拉津的细菌的DNA为模板，合成出了与atzA、B和C基因同源的DNA序列。DNA序列分析结果表明，来自不同菌株的atzB基因序列完全相同，而这些菌株的atzA基因的同源性为99％~99.3％，atzC基因的同源性为99.8%~100％，这表明阿特拉津降解基因是高度保守的。Nagy等[29]发现红球菌NI86/21中的细胞色素P-450系统在阿特拉津的降解过程中起着重要的作用，并认为NI86/21的基因thcB编码细胞色素P-450酶。
7 结束语
目前，阿特拉津在除草剂应用中占有很大的比例，其对人类的健康和生态环境的影响尚需要继续研究。另外，笔者认为应当加强阿特拉津污染的生物治理和修复的研究，以消除阿特拉津对环境造成的污染。
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Progress of study on the environmental toxicology of the herbicide atrazine

LIU Ai-ju, ZHU Lu-sheng, WANG Jun, SUN Rui-lian, LIN Ai-jun
Shandong Agriculture University, Taian 271018, China

Abstract: The paper introduced the situation of application of atrazine , its existent problem in production and practice and the process of its degradation and metabolism in biology and environment .It also reviewed the current progress of study on the residues analysis, environmental toxicology and biodegradation of atrazine at home and abroad.
Key words: atrazine; metabolism; residues analysis; environmental toxicology; biodegradation