除草剂阿特拉津_Atrazine_的环境行为综述

第5卷第2期1997年4月
环境科学进展
ADV ANCES IN ENVIRONM ENTAL SCIENCE
V o l.5,No.2
Apr.,1997除草剂阿特拉津(Atrazine)的环境行为综述
弓爱君 叶常明
(中国科学院生态环境研究中心,北京　100085)
摘要
阿特拉津(2-氯-4-乙胺基-6-异丙氨基-1,3,5,-三氮苯)是目前应用广泛的化学除草剂之
一。

在世界许多国家和地区的地表水和地下水中已检出了阿特拉津的残留物。

阿特拉津对人
类的威胁究竟有多大,已成为目前研究的热点。

本文从阿特拉津的检测方法、动力学性质、生
化性质及风险评估四个方面进行了综述,并提出了自己的观点。

关键词:除草剂　阿特拉津　综述
一、引　言
阿特拉津,又名莠去津,分子式:C8H14ClN5,分子量215.69,结构式:
阿特拉津为无色晶体,熔点173～175℃,蒸汽压40.00 Pa(20℃),溶解度33ppm。

阿特拉津是选择性内吸传导型苗前、苗后除草剂,适用于玉米、高粱、果园和林地等,可防除一年生禾本科杂草和阔叶杂草,对某些多年生杂草也有一定的抑制作用[1]。

本世纪中叶,为了提高单位面积上的粮食产量,各种农药相继被开发出来。

粮食生产率得以大幅度提高。

特别是除草剂的使用,极大地减轻了劳动强度,直接或间接地提高了农业的生产水平。

但是,很快就发现许多农药稳定性强、残留期长并且难于降解。

通过食物链的传递会对人体健康带来影响。

因此,很多农药已被逐渐淘汰。

例如:日本于1971年开始全面地禁止和使用DDT、六六六、对硫磷及2,4-D。

在欧美各国也已禁止使用或者规定了严格的使用规程[2]。

一些污染性强的农药被淘汰,同时一些低毒、高效、性能优良的农药不断被开发出来。

阿特拉津是在1952年由Geigy化学公司开发的一种除草剂,1958年申请瑞士专利,1959
38 弓爱君等:除草剂阿特拉津(Atr azine)的环境行为 5卷
年投入商业生产[3]。

目前已在世界各国得到了大面积的推广使用。

例如,在美国阿特拉津被列为使用最广泛的除草剂之一,每年喷洒8千万磅[4],占其除草剂使用量的60%[5]。

阿特拉津投入商业使用已30多年,在一些地区地表水及地下水中阿特拉津的残留物达3ppb以上。

实验证实,3ppb的阿特拉津可使仓鼠染色体破裂[5],杀死水底节肢动物[6],破坏水体生态平衡。

有人则认为阿特拉津的威胁并非很大[7]。

究竟阿特拉津对生态环境及人类健康的影响有多大,是否应该禁止生产正是当前农药科学、环境科学及生命科学所要解决的问题。

本文从阿特拉津的检测方法、动力学性质、生化性质及风险评估四个方面进行了评述。

二、分析检测
阿特拉津在微酸性和微碱性介质中,在环境中常有残留。

在一份报告中,作者估计施用于农田的阿特拉津有0.3%～1.9%的量通过各种渠道进入水体[8]。

除草剂的靶目标检测限受欧洲饮用水法令的约束(单个除草剂0.1 g/L),所以阿特拉津的检测方法得到很快发展。

目前对阿特拉津的检测方法有两种:生物化学法和仪器分析法。

生物化学检测法是利用被测物的生物化学特性而设计的一种分析方法。

它具有设备简单、速度快、易操作和灵敏度高的特点;而仪器分析法则设备成本高、操作技术强,但其选择性强、分离程度高、检测限低,更适合于复杂样品及批量检测[9]。

70年代初至80代中期,大量的文献报道用气相色谱法(GC)来分离和检测阿特拉津,各种检测器被采用。

例如,碱性火焰离子检测器(A FID)[10,11,12]、氮磷检测器(NPD)[13]、Co ulson传导检测器[8,11,14]、火焰离子化检测器(FID)[8,12,15]、电子捕获检测器(ECD)[14,16]、质谱检测器[17]和致光电离检测器[18]等。

衍生技术[19,20]和高分辨率的毛细管柱[8,12,21]也用于阿特拉津的分离和检测。

80年代初期,使用紫外检测器的阿特拉津高效液相色谱法(HPLC)发展起来[22,23,24]。

此后,多种仪器分析手段用于阿特拉津的检测。

例如:分光光度法[25]、极谱法[26]、选择电极法[27]、红外法[28]、毛细管电泳法[29]及仪器联用法[30,31,32]等。

乔雄梧、马利平使用色质联用技术对土壤中阿特拉津及其主要代谢物进行了分析,回收率为78%～121%,最小检测限0.005mg/kg,与谱库检索匹配程度达90%以上[33]。

近年来,由于生物技术的进步,快速、灵敏、成本低廉的生物化学检测方法已在除草剂的检测方面取得进展。

免疫分析技术代表着分析程序中生物分子应用的最重要的一面。

用分析设备对免疫反应直接检测是环境鉴别的一个特别有吸引力的方法。

因为它可提供一个快速、简便的测试手段,并且不需要标记化合物。

基于竞争反应中抗体的浓度与被分析物浓度的相关性,Andreas Brecht采用折光干涉光谱仪作为传感器对阿特拉津进行生物免疫分析,检测限为0.25ppb[9]。

M.M innuni 和M.M ascini使用BLA Co re(Pharmacia)系统进行阿特拉津的直接光学免疫分析,检测限可达0.05ppb[34]。

而Jean-Luc Bescomber采用生物选择电极对阿特拉津进行分析,检测限可达4 mol/L[35]。

三、动力学性质
1.吸附
在自然环境中,阿特拉津在很大程度上离子化。

进入离子状态的物质的量取决于介质的pH 值:pKa=log [RH +]/[R]+pH,其中[R]和[RH +
]分别为物质在分子状态和离子状态的浓度。

例如:当pH =pKa 时,则正好有一半物质是处于离子状态。

在土壤里,参加吸附的不仅有土壤中的有机质,而且还有粘土矿物。

影响吸附的因素有土壤酸度、温度、湿度和土壤溶液的组成。

吸附机制有三种[36]:(1)物理吸附:在阿特拉津的中性分子与土壤胶体粒子表面的活性中心之间生成氢键。

这一过程是在pH 为中性的系统中,发生在那些酸性或碱性表现微弱的土壤胶体的表面上;(2)阳离子形式的阿特拉津的吸附:这种吸附是由于土壤有机聚电解质、粘土矿物等胶体表面上能交换的相应阳离子进行离子交换的结果。

这种离子交换吸附随pH 值的降低而加强。

但在酸性过强时,水合氢离子开始争夺吸附中心而将阿特拉津排挤到土壤溶液中去;(3)阿特拉津分子与氢离子在土壤胶体胶束表面上生成络合物。

这一过程在土壤具有高交换酸度时发生。

阿特拉津吸附时的失活现已为许多菜园和大田研究工作所证实。

当pH 值接近pKa 时,失活的程度最大。

但在自然条件下,很少能观察到类似现象。

已经确定在阿特拉津与腐植酸结合的过程中,脂族烃链中的羧基和游离羟基以及苯酚残基中的羟基起着基本的作用[37]。

在施用无机肥料或减少土壤湿度后,阿特拉津能被土壤更强地结合。

因为随着土壤溶液离子强度的升高,阿特拉津的溶解度降低而被土壤胶体的吸附则增加[38]。

2.迁移和挥发
对于阿特拉津在土壤中的微观移动起主要作用的是对流。

其扩散速度为:D=15.2×10-8cm 2/s ,25℃(西玛津D =4.5×10-8cm 2/s ,扑灭津D =2.4×10-8cm 2/s )。

在不同类型
的土壤中,扩散系数与比表面成正比,并随土壤的温度、pH 值及湿度升高而增大[39]。

蒸汽压高于1×10-6m mHg (1.33×10-3Pa)的化合物在20℃以下,从中性pH 系统中蒸发得相当剧烈,而蒸汽压低于0.3×10-6m mHg (4×10-4Pa)的化合物在20℃时相对不挥发。

在土壤表面上,药剂的挥发由于吸附而急剧降低。

随着土壤湿度的增大,挥发度一般也增加。

阿特拉津既有低的蒸汽压(2.89×10-7mm Hg,25℃),也有低的Henry Law s 常数(2.48×10-9atm.m 3.mol -1)。

因此,从地表和水中的挥发是可以忽略的[40]。

适中的水中溶解度(33 g/m l,22℃)和小的K d 和K oc (分别为0.19～2.46和25～155)[40]有利于溶解态的阿特拉津在降雨或农灌时,在土壤的地表或地下水中进行迁移。

基于这些性质阿特拉津不会强烈地吸附在沉积物上,也许只是适当地分配在土壤层中。

因此,阿特拉津易于在土壤或沉积物中向下迁移而进入地下水,从而造成地下水污染。

阿特拉津一旦进入水体,相对小的水解及水中光解速率可能会在静止的水体中更常时间地存在。

3.光解
阿特拉津在水、甲醇、乙醇和正丁醇中的光解发生在以波长小于300nm 的紫外线照射时。

当波长为260nm 时(太阳光在地球表面的紫外线界限接近于290nm 波段)转化的39
2期 弓爱君等:除草剂阿特拉津(A tr azine )的环境行为
40 弓爱君等:除草剂阿特拉津(Atr azine)的环境行为 5卷
速度最快。

实验结果如下[40]:
水中光解pH=7天然光t1/2=335d
水中光解pH=7汞灯t1/2=175h
土壤光解pH=7天然光t1/2=12d
土壤光解pH=7汞灯t1/2=5d
土壤光解pH=7氙灯t1/2=45d
阿特拉津在水中的光解导致三氮苯环2位上氯原子的断裂,生成相应的2-羟基均三氮苯。

在甲醇中,氯原子为甲氧基所取代,以85%～95%的收率生成阿特拉津。

在乙醇和丁醇中生成2-乙氧基和2-丁氧基衍生物。

阿特拉津的光化学分解是一个受光敏作用支配的自由基过程[41]。

4.水解
在高温条件下,碱和无机酸可将阿特拉津水解为无除草活性的羟基衍生物。

在水中阿特拉津的衰减受均三氮苯环的影响。

该环能使阿特拉津抵抗微生物的进攻。

由于这个原因环境中的生物降解可能就不及化学降解强烈了。

化学降解通过2位碳的水解、4位碳的N-脱烷基化和开环而发生。

在实验室,25℃pH=5～9时,阿特拉津可能稳定30d而浓度没有变化[40]。

据报道, 25℃pH=4条件下阿特拉津的半衰期为244d。

然而添加2%腐殖酸可将半衰期降至1.73d[42]。

这说明阿特拉津可能受到催化[43]。

已有报道说在pH值2.9、4.5、6.0和7.0时,添加5mg/L的富里酸(地表水天然浓度)阿特拉津的半衰期分别为34.8、174、398和742d[43]。

土壤的pH值对阿特拉津在土壤中的水解过程有着强烈的影响,而土壤中有机质的存在则影响较弱。

阿特拉津的水解过程是一个准一级反应。

在用阿特拉津于美国夏威夷群岛四种土壤里所作的实验中,当温度为30℃时,34d后阿特拉津只剩下15%～30%。

基本的分解产物为2-羟基衍生物[44]。

但是阿特拉津在实际使用条件下分解时,既有水解过程,也有土壤微生物参与分解的过程。

四、生物化学性质
1.生物降解
栖息于土壤的微生物参与阿特拉津的分解过程。

下列真菌可使阿特拉津产生分解:烟曲霉(A sp er gillus f umigatus),焦曲霉(Asp ergillus ustus),黄丙曲霉(A sp ergillus f lavip es),匍枝根霉(R hiz op us stolonif er),串珠镰孢(Fusarium monilif orme),粉红镰孢(Fusar ium roseum),尖镰孢(Fusrium oxy sp orum),斜卧青霉(Penicillium decumbens),微紫青霉(P enicillium j anthinellum),黄体青霉(Pennicillium luteum)和绿色木霉(T richo-derma vir ide)[45]。

对含有盐类、蔗糖和阿特拉津的培养基中的菌株进行研究时,发现只有当标记物位于乙胺基中时才有14CO2放出。

在代谢产物中,已鉴定出有2-氯-4-氨基-6-异丙基均三氮苯和2-氯-4-乙氨基-6-氨基均三氮苯。

例如,在粉红镰孢的作用下,阿特拉津可发生水解,基
本的代谢产物为羟基衍生物。

在烟曲霉的作用下,可脱去侧链烷基并发生部分脱氨基作用[46]。

单一的菌株不能从环上标记的阿特拉津中分裂出CO 2。

在用美国俄勒冈州的土壤所做的实验中,在28d 内从阿特拉津的侧链乙基中分解出约10%的标记物,放出14CO 2。

阿特拉津的异丙基和环在土壤中不发生变化。

但其羟基衍生物的开环较为容易
[47]。

在不同
的土壤里代谢速度不同[40]:好氧土壤代谢
t 1/2=146d C A 壤　土厌氧土壤代谢
t 1/2=77d C A 沙壤土厌氧土壤代谢
t 1/2=159d C A 壤　土厌氧水代谢t 1/2=608d G A 沙粘土 阿特拉津的降解产物有7种。

它们是脱乙阿特拉津(DEA)、羟基阿特拉津(HA)、脱异丙阿特拉津(DIA )、二氨氯阿特拉津(DAC)、脱二烷羟三嗪(DAHA)、脱乙基羟基阿特拉津(DEHA )和脱异丙基羟基阿特拉津(DIHA )。

2.阿特拉津的植物代谢
阿特拉津在植物体中的基本分解反应是和谷光甘肽生成可溶于水的结合体。

在高粱的叶片中,在7h 内就有62%被吸收的阿特拉津转化为溶于水的化合物,即s-(4-乙胺基-6-异丙氨基-2-均三氮苯)谷光甘肽和 -L-谷酰基-s-(4-乙酰基-6-异丙氨基-2-均三氮苯)-L-半光氨酸[47,48]。

在对高粱根部施药48h 后,阿特拉津在高粱叶片内生成的溶于水的代谢产物中,上述第一种化合物占已转化的阿特拉津量的23%,第二种化合物占77%。

20d 后在高粱内至少还发现了另外几种可溶于水的代谢物。

其中有三种系直接由谷光甘肽和 -L-谷酰基半光氨酸与阿特拉津的结合体所生成。

-L-谷酰基半光氨酸的结合体是直接由谷光甘肽和阿特拉津的结合体在植物体内生成的,而不是由于 -L -谷酰基半光氨酸和阿特拉津缩合的结果[49]。

谷光甘肽或 -谷酰基半光氨酸的残基对阿特拉津中氯原子的取代也发生在甘蔗植株中。

已经确定,对阿特拉津稳定的玉米、高粱、甘蔗、宿根高粱等种系中含有一种酶,由于它的作用阿特拉津迅速失活。

这种酶叫做谷光甘肽-s -转移酶。

它能对还原的谷光甘肽和有机卤化合物生成结合体起催化作用。

这种酶的活性是阿特拉津在高等植物体内解毒和选择性作用的主要因素。

当阿特拉津在植物体内水解时生成对植物无害的2-羟基衍生物。

这种羟基化作用只发生在那些含有2,3-二羟基-7-甲氧基苯并-1,4-口恶嗪-3-酮的植物体中[49]。

属于这类植物的有对阿特拉津稳定的玉米,也有对其敏感的小麦和黑麦。

凡是有阿特拉津羟基衍生物生成的地方,羟基化反应都能对除草剂在植物体内的解毒过程作出自己的贡献。

象含有烷胺取代基的其它化合物一样,阿特拉津在代谢过程中发生脱烷基化作用。

这种作用不仅发生在对阿特拉津稳定的植物体中,而且也不同程度地发生在所有高等植物体内。

和水解不同的是,脱烷基化反应不能保证除草剂的完全失活,因为脱烷基的中间产物对植物仍具有中等毒性。

阿特拉津影响敏感作物生长的最小含量在沙壤中为0.05mg /kg ,在有机质土壤为412期 弓爱君等:除草剂阿特拉津(A tr azine )的环境行为
0.13mg /kg,在壤土为0.1mg /kg 。

3.
阿特拉津的植物致毒机理
阿特拉津光合磷酸化作用图
ATP —腺苷三磷酸,ADP —腺苷二磷酸,NADPH —还原型辅酶Ⅱ
NADP —辅酶Ⅱ,FRS —还原铁氧化还原蛋白的物质,C hl —叶绿素
阿特拉津主要是通过有根植物的根和叶及单细胞植物的细胞表面进入植物体的[50]。

在光合成中,光能(光子)氧化叶绿素分子。

叶绿素分子从水的裂解中获得取代电子,这样就产生副产物氧气
[51]。

阿特拉津通过阻挡光合体系Ⅱ中电子的转移而禁阻光化合成反应[52]。

这种阻挡就导致叶绿素毁坏、碳水化合物合成的禁止、碳源的还原和细胞中CO 2的主产[53]。

由于这种光合成代谢途径在植物体中发现而没有在动物体中发现,阿特拉津对植物的毒性远大于对动物的毒性。

象大部分被认为是光合成禁阻的除草剂(如,三嗪、脲和脲嘧啶)一样,阿特拉津在键合点与塑体醌Ⅱ进行竞争。

阻挡电子从光合系统Ⅱ中转移,光合系统Ⅱ利用水体作为电子给予体(见上图)。

没有来自水中的取代电子,则以光作介质的电子流只有等到光系统Ⅱ中所有叶绿素分子被氧化后才能产生。

此后,光合磷酸化作用(AT P 生产)、光系统Ⅰ中叶绿素分子的还原、循环光合磷酸化作用、NADPH 的生产以及最终无光条件的CO 2还原(固定)都将停止。

在阿特拉津阻挡光合作用时,延长曝光时间则会损毁叶绿素细胞。

在缺光条件下,阿特拉津不会影响植物。

阿特拉津与塑体醌Ⅱ键合点的结合是可逆的。

当暴露于阿特拉津的植物移至无污染的介质时,光合活性则会增加。

这表明许多过程如,代谢脱毒、植物体内的析稀作用或从植
42 弓爱君等:除草剂阿特拉津(Atr azine )的环境行为 5卷
物体返回基体(如土壤)的分散作用肯定会导致阿特拉津从叶绿素的光合作用点消失,从而植物康复[54]。

4.阿特拉津在动物体内的代谢
和在植物体内一样,阿特拉津在动物体内的代谢的基本方向是和谷光甘肽生成结合体。

但不同的是其分解的最终产物为巯基脲酸。

同样,在动物体内也发生N -脱烷基化反应。

从接受环上用14C 标记的阿特拉津的大鼠体内,经过72h 有66%的放射性随尿排出。

用质谱法鉴定尿液,既没有发现阿特拉津的羟基衍生物,也没有发现三聚氰酸二酰胺。

但从接受14C -阿特拉津的羟基衍生物的大鼠体内,所给剂量的79%以没有变化的形式随粪便排出。

在尿中有阿特拉津的羟基衍生物和它的N -脱烷基衍生物。

积累的数据证明,2位氯原子被羟基取代可强烈影响侧链上第二个烷基的N -脱烷基化。

在植物体内如此,在动物体内也是如此。

在动物体内,除了N-脱烷基化外,在较小程度上还发生N -烷基侧链的 -氧化反应。

但在植物和微生物体内都没有发现这一反应的产物:N-(2-氯-4-氨基-6-均三氮苯基)甘氨酸和N-(2-氯-4-氨基-6-均三氮苯基)丙氨酸[49]。

在动物体内,阿特拉津的水解进行的比较困难。

但在大鼠的尿和粪便中曾发现有少量的阿特拉津的羟基衍生物。

阿特拉津的三氮苯环在哺乳动物体内不会断裂。

5.毒性
阿特拉津对于温血动物是低毒的,其分解产物则毒性更低。

当长期用阿特拉津喂养动物时,绵羊和奶牛的主要器官和羊奶、牛奶中既不会含阿特拉津也不会含其羟基衍生物。

阿特拉津对高等动物的低毒可以从大鼠、鹌鹑、野鸭和鱼类的半致死量看出[6]。

被试动物
LD 50mg/k g 被试动物LD 50mg /kg 大　鼠
3080鹌　鹑5760(7d)小　鼠
1750野　鸭19560(5d )虹鳟鱼
12.6(48h)银　鱼32(48h )鲈　鱼26(48h)
阿特拉津对于生活在水体中的底等动物毒性极大[6]。

例如:若停留时间为48h,阿特
拉津对枝角目中大型蚤(Daphnia mag ia)的致死中浓度LC 50为3.6mg/kg 。

阿特拉津在0.5～2m g/L 的浓度下,至少可把下列水底节肢动物的数量减少一半:松藻虫、蜉蝣蝻、牛虻、摇蚊、尖音库蚊、毛翅目的幼虫及寡目纲(环节动物)等。

与此相反,蜻蜒和鞘翅目的幼虫数量却增加了一倍。

阿特拉津进入水体后,充分表现出其对水生植物的活性。

这样由于其直接的毒性作用或由于对食物链的深刻破坏而对所有的水生生物则会引起许多不良后果。

在纯菌株中,相当于用量为1kg 每公顷的中等浓度的阿特拉津对土壤真菌的生命活动有刺激作用。

阿特拉津能刺激黄曲霉、托姆青霉、蠕形青霉的繁殖。

但产生了有着各种色彩的菌丝体。

这使得有可能假定,所研究的阿特拉津对真菌有致突变作用。

6.生物浓缩和生物积累
432期 弓爱君等:除草剂阿特拉津(A tr azine )的环境行为
44 弓爱君等:除草剂阿特拉津(Atr azine)的环境行为 5卷
生物浓缩因子(BCFs)资料表明[55],阿特拉津很难产生生物浓缩,食物链放大也可以忽略。

相对小的辛醇水分配系数(log K ow= 2.68,25℃)和代谢敏感性及快速消失能力,在大部分被查物种中,BCFs都很小。

据报道的BCFs值看,软体动物(m ollusks)、水蛭(leeches)、枝角目动物(cladocera)和鱼不会通过食物链在阿特拉津的暴露下产生积累[56,57]。

五、风险评估
1.预测模型
目前对于阿特拉津常用的数学模型有:农药的植物根区模型(PRZM)、地下水承载管理系统模型(GLEAM S)、除草剂管理一级二级筛选模型、FIFRA暴露模型、RZWQM分散迁移模型及风险评估概率模型[58,59,60]。

农药的植物根区模型属于多介质环境模型中的一种[61]。

它可以用来模拟农药和其它有机化合物在植物根区以及根区以下的不饱和土壤层的垂直运动和潜在有毒化学品在土壤中及植物体内的运动分布。

该模型主要包括化学物在土壤中的迁移、水的运动、土壤侵蚀、土壤和植物表面化学物质的挥发以及灌溉方式等几个子模型。

这些模型由若干个微分方程组成,并可用数值解技术求解。

由于阿特拉津在北美的大量大面积使用,地表水、地下水中均检出了阿特拉津的残留物。

1994年11月23日美国环保局刊出“创建阿特拉津、西玛津及氰草津专评的通知”,拉开了阿特拉津评估的序幕[3]。

此后,Ciba-Geigy化学公司聘请Clem son大学野生动物及环境毒理研究所专家组成多学科专家组(the panel)进行阿特拉津的综合水生态评估。

该专家组对PRZM及GLEAM S模型进行了验证,认为PRZM模型过高地预测阿特拉津的浓度而GLWAM S模型则过低地预测阿特拉津的浓度。

这两个模型的预测结果与实际情况有一个数量级的误差。

因此,PRZM及GLEAM S不适用于北美地表水及地下水中阿特拉津的预测。

专家组对概率风险评估模型则很满意。

认为此模型相对简明、处理数据能力强劲,有很强的吸引力。

2.风险评估
专家组认为[3],在大部分情况下,北美地表水中阿特拉津浓度超过10%敏感度分布的概率是很低的。

因此,阿特拉津不会对其水生态环境带来严重的生态风险。

在一些除草剂使用密集的小流域及小流域排入的水库中,由于阿特拉津的高浓度暴露,风险概率则很高。

在这种情况下,应该进行特殊场地风险评估。

估算各种暴露影响之间的关系,评价这些特别生态系统的利用情况,评估可能采用的风险减缓措施的效益和成本。

当阿特拉津在水体中的浓度达0.1ppm时,引水灌溉农田,则会对某些作物产生极大伤害。

例如,在我国张家口市,1988、1992和1993年曾三次发生阿特拉津废水污染农田事故,造成10万亩稻苗死亡,经济损失3000万元。

因此,阿特拉津对农业生产的风险不容忽视。

Illinios大学农学系A.L.Rayburn研究组发现,将仓鼠卵巢细胞暴露在3ppb的阿特拉津水体中48h(美国环保饮水标准),其染色体则会发生断裂[4]。

而相关的三嗪除草剂西玛津及二氢噻二唑除草剂嗪草酮并不使染色体断裂。

这一结果第一次将在底水平中阿特
拉津的短期暴露与染色体损伤联系起来。

比起喂养高剂量阿特拉津给小白鼠以检验其致癌情况来,这更接近于模拟人类暴露。

基于动物研究,美国环保局将阿特拉津列为可能的人类致癌物。

但有人认为染色体突变能够被DN A 修复酶修复,是否真能危害人类需要作人体组织实验。

以K .Solom en 为首的Clem so n 大学和Guelph 大学研究小组对下述三种假设做了实验。

a .阿特拉津会引起暂时的可逆的植物繁殖率降低,长期、反复使用会造成生物体总量减少。

b.除草剂会破坏生态系统共生结构,降低栖息地容纳其它有机体(如鱼类)的能力。

c.除草剂对水生植物的直接作用会间接影响动物的生存、发育和生殖能力。

所采用的模式评估法推翻了上述三种假设。

但其它研究组认为此次评估并没有完全弄清楚阿特拉津可能产生的生态危害。

美国环保局农药办公室官员认为生态评估尚处于发展阶段,不同的人会得出不同的结论。

六、结　论
笔者认为:(1)如果阿特拉津的使用量逐年增加,根据阿特拉津的理化、生化及动力学性质,则在地表水中其含量会逐渐增加。

(2)当土壤中阿特拉津的吸附接近或达到饱和时,它会对生态环境构成潜在的危害(即化学定时炸弹)[62]。

一旦环境条件变得有利于阿特拉津的脱附,则其突然大量释放会严重危害生态环境。

(3)阿特拉津在地表水中达到一定浓度后,会毒害许多水体低等动物,影响许多水生植物生长,同时也会刺激某些动植物的生长。

其结果是水体低等动植物群落结构会发生变化。

(4)对于高等动植物,虽然没有发现明显的低浓度暴露毒性危害,但仓鼠染色体断裂也足以使人们认识到它的风险。

阿特拉津对人类生存环境的影响需要继续研究,但已能得出的结论是:阿特拉津的使用量应受到限制,以保证地表水和地下水中阿特拉津含量在安全浓度以下。

参考文献
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452期 弓爱君等:除草剂阿特拉津(A tr azine )的环境行为 。