典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准.pdf

生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第 18 卷 第 3 期 2023 年 6 月Vol.18,No.3 Jun.2023 基金项目:国家自然科学基金资助项目(41977270,41807343);内蒙古自治区自然科学基金资助项目(2023MS04009)第一作者:赵晋(1998),女,硕士研究生,研究方向为环境毒理学和水质基准,E-mail: *通信作者(Corresponding author),E-mail:#共同通信作者(Co-corresponding author),E-mail:DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20220508001赵晋,樊怡利,张瑞卿,等.典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准J.生态毒理学报,2023,18(3):376-387Zhao J,Fan Y L,Zhang R Q,et al.Aquatic life water quality criteria for typical amide herbicides J.Asian Journal of Ecotoxicology,2023,18(3):376-387(in Chinese)典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准赵晋1,樊怡利1,张瑞卿1,*,李会仙2,#,蔡婷31.内蒙古大学生态与环境学院,呼和浩特 0100212.中国环境科学研究院 环境基准与风险评估国家重点实验室,北京 1000123.内蒙古自治区农牧业技术推广中心,呼和浩特 010010收稿日期:2022-05-08 录用日期:2022-08-24摘要:酰胺类除草剂在我国大量使用,可能会对水生态系统和人体健康造成潜在威胁。本文搜集了 6 种典型酰胺类除草剂对淡水水生生物的毒性数据,定量评价了数据质量和可靠度。选择可靠度较高的毒性数据,应用物种敏感度分布(species sensi-tivity distribution,SSD)法推导了酰胺类除草剂的水质基准(water quality criteria,WQC)。同时,基于本研究水质基准值,应用商值法对我国部分地表水中酰胺类除草剂的暴露进行了初步的生态风险评估。结果显示,甲草胺、乙草胺、丙草胺、丁草胺、异丙甲草胺和敌稗的急性水质基准分别为 1 171.5、28.65、71.75、45.41、831.5 和 696.5 gL-1,慢性水质基准分别为1.01、1.86、1.49、10.82、3.99 和 69.65 g L-1。乙草胺在松花江、九龙江河口和广西甘蔗种植区水体中具有中等生态风险。丁草胺在长江流域水体中部分点具有中高风险。异丙甲草胺在广西种植区水体中具有潜在中等风险。甲草胺和丙草胺暴露无潜在风险。酰胺类除草剂对我国地表水生态系统的毒害效应值得长期关注。研究结果可为中国酰胺类除草剂水环境质量基准和标准的制/修订和污染控制提供科学依据。关键词:农药;生态毒性;物种敏感度分布;水质基准;风险评价文章编号:1673-5897(2023)3-376-12 中图分类号:X171.5 文献标识码:AAquatic Life Water Quality Criteria for Typical Amide HerbicidesZhao Jin1,Fan Yili1,Zhang Ruiqing1,*,Li Huixian2,#,Cai Ting31.School of Ecology and Environment,Inner Mongolia University,Huhhot 010021,China2.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Bei-jing 100012,China3.Inner Mongolia Autonomous Region Agriculture and Animal Husbandry Technology Extension Center,Hohhot 010010,ChinaReceived 8 May 2022 accepted 24 August 2022Abstract:Amide herbicides may pose a potential threat to the aquatic ecosystem and human health due to their ex-tensive use in China.In this study,both acute and chronic toxicity data of six typical amide herbicides to aquaticorganisms were collected from ECOTOX and literatures,and then the data quality and reliability was quantitativelyevaluated using ToxRTool.Water quality criteria(WQC)for freshwater aquatic life were derived by using species第 3 期赵晋等:典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准377 sensitivity distribution(SSD)based on the reliable toxicity data.Meanwhile,a preliminary ecological risk assess-ment was conducted for amide herbicides in some surface waters in China using the risk quotient method based onthe WQCs derived in the present study.The acute WQCs were 1 171.5,28.65,71.75,45.41,831.5 and 696.5 g L-1for alachlor,acetochlor,pretilachlor,butachlor,metolachlor and propanil,respectively,and the chronic WQCswere 1.01,1.86,1.49,10.82,3.99 and 69.65 g L-1,respectively.Acetochlor has moderate risk in the water of Song-hua River,Jiulong River estuary and Guangxi sugarcane growing area.There were moderate to high risk of butachlorin some water samples in the Yangtze River Basin.Metolachlor posed a potential moderate risk in the water of plant-ing areas in Guangxi.No potential risks occurred for alachlor and preochlor in any water.Thus,it is necessary to payattention to the toxic risk of amide herbicides to the surface water ecosystem in China.The research results provide ascientific basis for the establishment and revision of WQCs and pollution control for amide herbicides.Keywords:pesticide;ecotoxicity;species sensitivity distribution;water quality criteria;risk assessment 酰胺类除草剂具有高效和高选择性,使用量在全球除草剂市场中排第 4 位1。在我国,酰胺类除草剂的应用仅次于氨基酸类除草剂和有机磷除草剂2。2009 年,乙草胺、丁草胺、丙草胺、异丙甲草胺、甲草胺和敌稗等酰胺类除草剂在我国除草剂市场份额占比分别为 10.5%、4.9%、0.73%、0.4%、0.3%和 0.005%,占除草剂市场的 18%3。截止到2014 年,乙草胺、丁草胺、甲草胺,占该类除草剂总产量的 96%4。除草剂等农药可以通过农田排水、降雨、淋溶和大气沉降等途径进入水环境5。酰胺类除草剂的水溶性较强,土壤吸附常数比较低,容易通过渗透作用进入到水环境中,且半衰期较长,成为地表水中常见的污染物6。其中,甲草胺和乙草胺作为一种内分泌干扰物,可通过食物链的富集作用,对生态系统和人类健康产生危害,已被美国环境保护局(United States Environmental Protection Agency,US EPA)定为 B-2 类致癌物,并在部分国家与地区禁用7。随着酰胺类除草剂在我国部分地区的大面积、高频率使用,其对环境的污染问题日益突出8。研究显示,乙草胺在我国重点流域水体中最高检出浓度为 579.9 ng L-1,检出率为 74.1%9。在哈尔滨郊区的淡水养殖池塘水体中,池塘表层水体中除草剂浓度在 nd 1 671.30 ng L-1,其中乙草胺、丙草胺和丁草胺的检出率为 100%10。黄淮海流域和松辽流域水体中乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺的残留量均超过了地表水环境质量标准11。酰胺类除草剂对植物的主要作用机制是干扰与抑制植物的生理代谢,其中甲草胺、乙草胺、丁草胺和异丙甲草胺主要阻碍蛋白质合成进而抑制细胞生长,丙草胺为细胞分裂抑制剂12;敌稗为茎叶处理剂13-14。大量研究显示,酰胺类除草剂可以对非靶标生物产生毒性效应15-16。丁草胺可以抑制斑马鱼胚胎发育17、使其孵化率下降以及内分泌代谢紊乱18。乙草胺可以抑制斑马鱼幼鱼酶活性和甲状腺的基因表达19-20。丙草胺和乙草胺均可以诱导斑马鱼细胞凋亡,引起氧化应激和免疫毒性21-22。异丙甲草胺会对藻类的抗氧化酶系产生影响23,敌稗会使大型溞的糖原蛋白质储存量下降,从而影响大型溞繁殖15、使幼体和母溞死亡率升高。酰胺类除草剂的广泛使用已经对水环境造成了一定程度的污染,对水生生物可能存在的毒害效应值得关注,但是当前仍缺乏有效的评价依据或指标用于生态风险评价。水质基准(water quality criteria,WQC)是水环境中污染物对特定对象不产生有害效应的最大可接受剂量或浓度24,是污染物水环境质量标准制定和风险评价的主要科学依据。为评估酰胺类除草剂对水生态系统的毒害风险,US EPA 建立了甲草胺、乙草胺、异丙甲草胺和敌稗的 WQCs25;加拿大环境保护局发布了异丙甲草胺的 WQC26。李婧27基于钱塘江流域物种毒性数据研究了丁草胺的 WQCs,为中国酰胺类除草剂 WQCs 的研究和建立提供了依据。鉴于当前我国除草剂的大量使用和污染现状,为有效进行酰胺类除草剂的生态风险评价和污染控制,有必要针对污染风险较高的酰胺类除草剂建立更加全面的水质基准体系。本研究结合农药应用和污染情况选择典型酰胺类除草剂(包括甲草胺、乙草胺、丙草胺、丁草胺、异丙甲草胺和敌稗),应用物种敏感度分布(species sen-sitivity distribution,SSD)法推导了水生生物水质基准,同时对国内部分地表水中典型酰胺类除草剂的生态风险进行了初步评价,以期为中国酰胺类除草剂的水质标准制/修订和水质管理提供科学依据。378 生态毒理学报第 18 卷1 材料与方法(Materials and methods)1.1 毒性数据收集和评价从 US EPA 生态毒理学数据库 ECOTOX(http:/cf-pub.epa.gov/ecotox/)和已经公开发表的文献和报告中搜集酰胺类除草剂对淡水水生生物的毒性数据。对于急性毒性数据,选择鱼类或两栖动物的 96h 半数效应浓度(EC50)或半数致死浓度(LC50)、无脊椎动物(如水蚤等)的 48 h-EC50或 LC50、藻类的 24h-LC50或 EC5028。对于慢性毒性数据,幼鱼或成鱼的暴露时间一般21 d,胚胎或仔鱼暴露时间一般7d;受试物种为无脊椎动物的暴露时间96 h;藻类暴露时间24 h 或48 h。如果同一研究中一个物种有多个毒性值时,选取最敏感的毒性数据。可按照优先顺序选择数据:最大可接受毒物浓度(MATC)最大无效应浓度(NOEC)最低有效应浓度(LOEC)EC50LC5028。如果同一物种存在不同环境条件下的毒性数据,则采用这些值的几何均值。由于搜集到的毒性数据来自不同的实验室,或者基于不同的研究方法,数据质量可能存在一定差异。该研究采用欧洲替代方法验证中心(EuropeanCentre for the Validation of Alternative Methods)开发的毒理学数据可靠性评价工具(ToxRTool)对所有收集到的毒性数据进行打分以定量评价其可靠性。ToxRTool 针对体内实验标准共计 21 条,分为 5 组,分别为实验物质的鉴定、实验体系的特征、实验设计的描述、实验结果的记录、实验设计和结果的可信度29。该方法所涉及问题主要关于实验物质、实验物种和数量、实验过程中暴露途径、浓度、暴露时间和对照组、以及研究设计是否合适等。按照实验数据和信息是否符合各项标准来回答“是”或者“否”。回答“是”得 1 分,“否”得 0 分,最后计算总得分。按照得分将数据的可靠性分为 3 类,其中得分 18 21 为第 1 类,即严格按照标准实验方法实施的归为“无限制的可靠类”;得分 13 17 为第 2 类,即没有参照标准实验方法,但实验过程和结果记录完整,且有一定的科学性,归为“有限制的可靠类”;低于 13分或者不满足以上所涉及的信息为第 3 类,为“不可靠类”数据。本研究只使用属于第一、二类的数据作为有效数据用于水质基准的推导。应 用Shapiro-Wilk(S-W)和Kolmogorov-Smirnov(K-S)检验数据的正态分布。考虑到本地物种毒性数据量有限,该研究同时收集了国外物种毒性数据。使用独立样本t检验和非参数检验-两独?立样本中的 Mann-Whitney U 检验同一酰胺类除草剂的国外与本土物种毒性数据的差异。如果国外物种与本土物种毒性数据无显著性差异,则将国外物种数据与本土物种数据合并使用30。使用 SPSS26完成所有统计分析。1.2 水质基准推导该研究使用 SSD 法推导酰胺 类 除 草 剂 的WQCs。SSD 法是通过累积概率分布函数将不同物种的毒性数据进行拟合,构建 SSD 曲线,依据数据分布函数计算影响5%物种的化学物浓度(hazardousconcentration for 5%of species,HC5),即保护生态系统 95%物种对应的浓度30。该方法是目前在水质基准研究中使用最多的统计外推法24,31。具体步骤为30,32:(1)计算物种平均毒性值。(2)将物种平均毒性值按从小到大的顺序进行排列,计算累积概率P=n/(N+1)。其中,n为毒性数据的排序,N为物种总?数。(3)以物种平均毒性值为横坐标、累积概率为纵坐标构建 SSD 曲线。采用中国环境基准与风险评估国家重点实验室开发的 EEC-SSD 软件拟合 SSD曲线33。应用软件中 Normal、Log-Normal、Logistic和 Log-Logistic 模型同时对每一组毒性数据进行拟合。依据决定系数(R2)和均方根差(root mean square?error,RMSE)等评价模型的拟合优度,选择最佳拟合模型计算 HC5。将 HC5除以评价因子(assessmentfactor,AF)获得水质基准值。根据有效毒性数据的质量和数量确定 AF,一般取值为 2 534。该研究中 AF 取值为 2。如果慢性毒性数据较少,不能拟合 SSD 曲线时,使用急性基准值除以急慢性比率(acute-chronicratio,ACR)获得慢性基准值35。计算 ACR 值的急性和慢性毒性值必须来自同一个研究的相同物种,或者是同一实验条件下得出的。无法获得 ACR 值时,使用 US EPA 推荐使用的默认值 1032。1.3 生态风险评价该研究搜集了中国地表水中酰胺类除草剂的暴露浓度,应用商值法评价生态风险。风险商(riskquotient,RQ)的计算公式如下36-37:RQ=MECWQC式中:MEC 为酰胺类除草剂的环境暴露浓度(ngL-1);WQC 为该研究推导的酰胺类除草剂的水质基准值(ngL-1)。RQ1.0 为高风险;0.1RQ?0.05)。本土物种与非本土物种的毒性数据均不存在显著性差异(P0.05),因此将符合要求的非本土物种?也合并用于水质基准研究。对于急性毒性,鱼类对甲草胺和敌稗更为敏感,藻类对乙草胺和异丙甲草胺更为敏感,甲壳类动物对丁草胺和丙草胺更为敏感39。对于慢性毒性,6 种酰胺类除草剂的最敏感生物分别为剑水蚤(NOEC,0.1 gL-1)、稀有鮈鲫(NOEL,0.2g L-1)、克氏原螯虾(96 h-LC50,11.9 g L-1)、斑马鱼(NOEC,6.4 g L-1)、豹蛙(NOEC,0.22 g L-1)和黑头软口鲦(MATC,0.582 gL-1)。其中,甲壳类动物对甲草胺和丙草胺更为敏感,鱼类对乙草胺、丁草胺和敌稗更为敏感,而两栖类对异丙甲草胺更为敏感。2.2 水质基准Normal、Log-Normal 和 Logistic 模型对酰胺类除草剂毒性数据的拟合效果较好,其中不同除草剂所对应的最佳拟合模型不同(表 2)。甲草胺的急性表 1 6 种酰胺类除草剂对淡水水生生物的毒性数据统计Table 1 Statistical values for toxicity data of 6 amide herbicides to freshwater aquatic organisms除草剂Herbicide毒性类别Toxicity category物种数Number of species毒性值范围/(g L-1)Range of toxicity values/(g L-1)P(S-W)P(K-S)甲草胺Alachlor急性 Acute111 836 18 6000.320.70慢性 Chronic140.1 25 0000.000.07乙草胺Acetochlor急性 Acute6100 40 0000.050.40慢性 Chronic100.2 34 756.10.000.16丙草胺Preochlor急性 Acute715.7 5 3500.080.69慢性 Chronic511.9 20 0300.000.17丁草胺Butachlor急性 Acute1811.7 8 1800.000.14慢性 Chronic106.4 8 616.20.0010.24异丙甲草胺Metolachlor急性 Acute8240 46 2100.230.76慢性 Chronic140.22 25 0000.000.15敌稗Propanil急性 Acute6430 9 5000.020.49慢性 Chronic30.4 550注:为数据较少不足以做统计分析,P(S-W)和P(K-S)分别是正态分布检验概率。Note:the data is insufficient for statistical analysis;P(S-W)andP(K-S)are normally distributed test probabilities,respectively.表 2 酰胺类除草剂的水生生物水质基准Table 2 Aquatic life water quality criteria for amide herbicides除草剂Herbicide毒性类别Toxicity category物种数Number of speciesHC5/(g L-1)WQC/(g L-1)SSD 分布模型SSD modelsR2RMSEP(K-S)甲草胺Alachlor急性 Acute112 3431 171.5Normal0.970.0440.05慢性 Chronic142.011.01Logistic0.940.0680.05乙草胺Acetochlor急性 Acute657.328.65Logistic0.80.110.05慢性 Chronic103.731.86Normal0.910.0770.05丙草胺Preochlor急性 Acute7143.571.75Logistic0.870.090.05慢性 Chronic52.981.49Logistic0.90.760.05丁草胺Butachlor急性 Acute1890.8245.41Logistic0.980.0370.05慢性 Chronic1021.6410.82Normal0.950.0580.05异丙甲草胺Metolachlor急性 Acute81 663831.5Logistic0.910.0760.05慢性 Chronic147.993.99Logistic0.970.0490.05敌稗Propanil急性 Acute61 393696.5Log-Normal0.810.110.05慢性 Chronic369.65注:为无相关数据,HC5是影响 5%物种的化学物浓度;WQC 是水质基准;SSD 是物种敏感度分布;R2是决定系数;RMSE 是均方根差;P(K-S)?是正态分布检验概率。Note:no relevant data;HC5is hazardous concentration for 5%of species;WQC is water quality criteria;SSD is species sensitivity distribution;R2iscoefficient of determination;RMSE is root mean square error;P(K-S)is the normally distributed test probability.380 生态毒理学报第 18 卷 毒性数据使用 Normal 模型拟合效果最好(图 1(a),基于该模型计算的急性 HC5为 2 343 g L-1,急性 WQC 为 1 171.5 gL-1(表 2)。Logistic 模型对乙草胺、丙草胺、丁草胺和异丙甲草胺的急性毒性数据拟合效果最好(图 1(b),基于该模型计算的急性 HC5分别为 57.3、143.5、90.82 和 1 663 gL-1,急性 WQCs 分别为 28.65、71.75、45.41 和 831.5g L-1(表 2)。Log-Normal 模型对敌稗的急性毒性数据拟合效果最好(图 1(c),基于该模型计算的急性HC5为1 393 g L-1,急性 WQC 为696.5 g L-1(表2)。Logistic 模型对甲草胺、丙草胺、异丙甲草胺的慢性毒性数据拟合效果最好(图 2(a),慢性 HC5分别为 2、2.98 和 7.99 gL-1,慢性 WQCs 分别为1.01、1.49 和 3.99 g L-1(表2)。Normal 模型对乙草胺和丁草胺的慢性毒性数据拟合效果最好(图 2(b),基于该模型计算的慢性 HC5分别为 3.726g L-1和 21.64 gL-1,慢性 WQCs 分别为 1.86gL-1和 10.82 gL-1(表 2)。由于敌稗的慢性数据较少不能构建 SSD 曲线且未获得同一物种的急性和慢性毒性数据,采用急性基准值和 ACR默认值计算了敌稗的慢性基准值,结果为 69.65g L-1。图 1 酰胺类除草剂的急性毒性物种敏感度分布曲线注:(a)Normal 模型;(b)Logistic 模型;(c)Log-normal 模型。Fig.1 Species sensitivity distribution curves of amide herbicides acute toxicityNote:(a)Normal model;(b)Logistic model;(c)Log-normal model.第 3 期赵晋等:典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准381 2.3 生态风险研究搜集了国内部分水体中酰胺类除草剂的暴露浓度(表 3),并与本研究中的 WQCs 值进行比较,进行初步风险评价。结果显示,国内地表水水体中甲草胺和丙草胺在水体中的暴露浓度较低,急性和慢性 RQ 值均低于 0.1,生态风险较低。丁草胺在长江流域中下游地区部分点位水样的急性 RQ 值超过了 1.0,该区域属于高风险地区。乙草胺在松花江、九龙江河口和广西甘蔗种植区水体中的慢性 RQ 值0.1,存在中等风险。异丙甲草胺在广西种植区水域的慢性 RQ 值超过了0.1,该水体处于中风险水平。3 讨论(Discussion)酰胺类除草剂的大量使用导致其在水环境中被广泛检出,可能会对水生生物存在潜在毒害风险。本研究使用可靠度较高的毒性数据,研究了典型酰胺类除草剂的 WQCs,同时进行了初步的生态风险评价。基于急性 HC5和 WQCs,酰胺类除草剂的急性毒性大小顺序为乙草胺丁草胺丙草胺敌稗异丙甲草胺甲草胺。这与刘迎等对斑马鱼的毒性研究结果相似16。从 SSDs 曲线也可以看出乙草胺、丙草胺和丁草胺对水生生物的毒性远高于异丙甲草胺(图 1(b)。乙草胺、丙草胺和丁草胺的 WQCs处于同一数量级,与其他 3 个除草剂相差 2 3 个数量级。丁草胺主要用于水田除草,其对水生生物毒性较高。而对于慢性毒性 HC5和 WQCs,其大小顺序为甲草胺丙草胺乙草胺异丙甲草胺丁草胺敌稗。但是前 5 种除草剂的基准值处于同一数量级,与敌稗相比相差 2 个数量级。当前针对敌稗的慢性毒性研究相对有限,本研究仅搜集到 3 个符合要求的物种毒性数据,因此使用了急性 WQC 和ACR 默认值计算了敌稗的慢性 WQC,可能存在较大的不确定性。该慢性 WQC 也远高于已获得的敌稗对月牙藻和黑头软口鲦的慢性毒性值(0.4 31 g L-1),低于对大型溞的慢性毒性值(70 550 gL-1)。如果应用最低值,即黑头软口鲦(Pimephalespromelas)基于生长或死亡的慢性毒性值 0.53 g?L-148(MATC、NOEC 和 LOEC 的几何均值)和评价因子1049,计算获得敌稗的慢性 WQC 为0.053 g L-1;该值与本研究中计算的其他除草剂的慢性 WQCs 较图 2 酰胺类除草剂慢性毒性物种敏感度分布曲线注:(a)Logistic 模型;(b)Normal 模型。Fig.2 Species sensitivity distribution curves of amide herbicides chronic toxicityNote:(a)Logistic model;(b)Normal model.382 生态毒理学报第 18 卷表 3 中国地表水中酰胺类除草剂的浓度和生态风险商值Table 3 Concentrations and risk quotient of amide herbicides in surface water of China水体Water body除草剂浓度(ngL-1)和风险商值Concentrations(ngL-1)and risk quotient of amide herbicides甲草胺 Alachlor乙草胺 Acetochlor丙草胺 Preochlor丁草胺 Butachlor异丙甲草胺 Metolachlor浓度Concentration急性Acute慢性Chronic浓度Concentration急性Acute慢性Chronic浓度Concentration急性Acute慢性Chronic浓度Concentration急性Acute慢性Chronic浓度Concentration急性Acute慢性Chronic松花江9Songhua River9-277.89.710-30.15-黑龙江9Heilongjiang River9-120.34.210-3610-2-长江11,40*Yangtze River11,40*0.018.5410-9110-550.11.7510-3310-2-2.13 1.061054.710-52.331.9410-49.82.603.1310-67.2710-4南水北调东线9South to North WaterDiversion Project9-18.76.510-4110-2-九龙江河口41-42*Jiulong River41-42*-丰水期 Wet season4.9 66.4枯水期 Dry season3.3 296.91.1510-40.011.7810-30.16-丰水期 Wet season3.5 40.7枯水期 Dry season1.0 6.37.710-5910-43.210-43.810-3-九里河43Jiuli River43-269.110-41.410-2-94.31.1310-40.026广西甘蔗种植区水体44Water body inGuangxi sugarcaneplanting area44887.5110-58.810-23111.110-20.17-1 3121.5810-30.37太湖45-46Taihu Lake45-46-113.8410-45.910-32.63.610-51.7410-31.53.110-51.410-4738.7810-50.02淡水河47Danshui River47-10.12.210-49.310-42.482.9810-66.910-4石马河47Shima River473.032.5910-63.0310-3-9.62.110-48.8710-4-注:-无对应地表水含量数据;*表示该区域除草剂的浓度是一个范围,其他区域暴露浓度为均值。Note:-no corresponding data;*represents that the concentration of herbicides provided is a range,and the average values of the concentrations of herbicides were used in the risk assessment for other basins.第 3 期赵晋等:典型酰胺类除草剂的水生生物水质基准383 为接近。但是为了获得更为准确的基准值,有必要开展更多物种敌稗的毒性效应研究,分析其物种敏感度分布特征。作为应用广泛的一类除草剂,其他国家也开展了酰胺类除草剂的水质基准研究(表 4)。加拿大环境保护局基于评价因子法,应用最敏感生物黑头软口鲦 28 d 的 MATC 乘以 0.01 得到了异丙甲草胺的临时水质基准 7.8 gL-126,与本研究慢性 WQC(3.99 gL-1)比较接近。US EPA 的农药规划办公室提出了分别针对鱼类、无脊椎动物和植物的水质基准值;应用每个类别生物的最敏感物种的毒性值乘以关注级别(level of concern,LOC)得到淡水水生生物水质基准25。其中,LOC 对水生脊椎和无脊椎动物的急性毒性取值为 0.5,慢性毒性及其水生植物取值为 1。本研究中得出的甲草胺、异丙甲草胺和敌稗的急性基准值与 US EPA 结果处于同一个数量级,乙草胺的急性基准值相差一个数量级;而慢性基准值则普遍较低。澳大利亚和新西兰50将异丙甲草胺对孔雀花鳉(Poecilia reticulata)的 48 h-LC50乘以?评价因子 0.001 获得了低可靠性触发值为 0.02 gL-1,作为临时水质基准,低于本研究中的慢性基准值(3.99 g L-1)。以上水质基准值均由最敏感生物乘以评价因子得到,其基准值存在很大不确定性,本研究采用 SSD 法所获结果较为可靠。与钱塘江流域水质基准值相比,本研究中丁草胺急性基准值低2 倍,但处于同一个数量级,而慢性基准值则相差1 900 多倍。应用独立样本t检验进行差异性分析,?结果显示丁草胺对钱塘江物种慢性毒性值与本研究筛选数据间存在显著性差异(P0.05)。慢性基准值?差异之大的原因可能是前者搜集的丁草胺的慢性数据相对较少,仅有 5 个;这也造成所有拟合模型的R2均低于 0.927。在水质基准的研究中有必要选择?符合区域环境和生物区系特征的毒性数据,且数据越多结果越可靠。除了敌稗的慢性毒性数据之外,其他所有 WQCs 均是基于可靠度较高的毒性数据和 SSDs 获得,可用于中国地表水中酰胺类除草剂的水质管理。初步风险评价结果显示,中国部分地表水体中酰胺类除草剂具有中等或较高的暴露风险。广西种植区、长江流域和松花江流域周边为农业活动密集区,部分水体中乙草胺、丁草胺或异丙甲草胺具有中等或较高风险46,可能与区域农药使用量较大有关。九龙江河口丰水期部分点位水样中丁草胺对水生生物构成了中等风险41,主要来自中上游农业区域输入暴露。因此,这些区域地表水中酰胺类除草剂的暴露水平和毒害风险需要长期关注,对于具有较高丁草胺毒害风险的长江流域部分点位应采取积极的防控措施。表 4 其他研究中酰胺类除草剂的水质基准Table 4 Water quality criteria of amide herbicides in other studies(g L-1)类别Category除草剂Herbicide毒性类别Toxicity category方法Method鱼类Fish无脊椎动物Invertebrate非维管植物Non-vascular plant维管植物Vascular plant美国环境保护局25US EPA25乙草胺Acetochlor甲草胺Alachlor异丙甲草胺Metolachlor敌稗Propanil急性 Acute慢性 Chronic急性 Acute慢性 Chronic急性 Acute慢性 Chronic急性 Acute慢性 Chronic-1901304 10022.11.43-3.4-9001871 2501101.64-2.3-1 900305501-8-211 1509.12658616-110-加拿大26Canada26异丙甲草胺Metolachlor临时指南Interim Guidelines评价因子法 AF7.8澳大利亚和新西兰50Australia and New Zealand50异丙甲草胺Metolachlor临时指南Interim Guidelines评价因子法 AF0.02中国钱塘江流域27Qiantang River Basin in China27丁草胺Butachlor急性 Acute慢性 Chronic物种敏感度分布法 SSD110.910.00056注:-为无相关数据。Note:-no relevant data.384 生态毒理学报第 18 卷农药对水生生物的毒性受多种因素的影响,包括温度、湿度、溶解有机物、降解产物、共存重金属或其他农药以及助剂等。研究显示在较高温度下,异丙甲草胺对太平洋牡蛎有更大的毒性51。甲草胺、乙草胺和异丙甲草胺对作物的毒性随着湿度的上升而上升,且在低温高湿环境下更易产生药害52。另外,研究显示毒死蜱和乙草胺复合污染对胚胎的致畸毒性强于单剂暴露53;镉和乙草胺混合物毒性效应高于单一污染54;丁草胺复配剂对藻类的毒性高于单剂,但对大型溞的毒性低于单剂55。由于数据有限,该研究没能考虑环境因