三唑酮的详细介绍

概述

三唑酮(triadimefon)，化学名称是 1-(4-氯苯氧基)-3,3-二甲基-1-(1,2,4-三挫-1-基)-2-丁嗣，又名粉锈宁、百里通，属于三唑类杀菌剂，不仅对小麦、玉米、果蔬、花卉等作物的上锈病、白粉病均有较高的防治效果，同时对植物的生长亦有调节作用，是目前应用最广泛的广谱杀菌剂之一，其原药总消费量占全部三唑类杀菌剂的30% 以上。三唑酮20 ℃时在水中的溶解度为 64 mg·L -1，在厌氧水环境中半衰期为 217 d，尽管按我国农药毒性分级标准，三唑酮属低毒杀菌剂，但由于其稳定性强，并具有良好的移动性和吸附性，容易在环境中持久累积，对地表、地下水体造成污染，不但导致水生生态系统遭到破坏，而且影响人们饮水安全、危害健康。

美国环保局(US EPA)已计划对三唑酮进行全面的生态风险评价，包括经口毒性、施药后居民区的风险以及职业病风险评价。目前国内外对三唑酮在土壤和水环境中的迁移、归趋以及对水生生物的毒害作用已有一定的研究基础，但缺乏系统性归纳分析。本研究综述了三唑酮在水环境中的环境行为、毒性效应以及我国部分水体生态风险评估数据，以期为我国的三唑类药物的水环境管理提供参考依据。

三唑酮的水环境暴露与归趋

三唑酮在生产和使用过程中均会产生含三唑酮的废水，我国《杂环类农药工业水污染物排放标准(GB21523—2008)》规定三唑酮原药生产企业废水处理设施总排放口的排放标准为 5 mg·L -1 。据中国农药信息网数据，三唑酮在我国的使用量有逐年增长的趋势，2015 年我国三唑酮商品使用量为 1.43万吨，与2014 年(1.37 万吨)相比上调了 4.4%。据统计，美国三唑酮年使用量约 24 000 磅(10.89 吨。有报道农药利用率一般为 10%，大量残留药物在土壤中吸附和解吸后，通过雨水的淋溶作用进入水体，造成水环境污染。美国环保局利用暴露分析模型，估计在地表水中三唑酮的预期环境浓度为 41μg·L -1;Watschke 等检测高尔夫球场周围地表水中农药的残留情况，结果显示水中三唑酮及其主要代谢产物的浓度为 46~922 μg·L-1;Stamatis 等调查了 2005~2007 年希腊阿车罗斯河中三唑酮的时空分布，发现春季三唑酮浓度最高(0.018 μg·L-1)，其次是夏季(0.015 μg·L-1)和秋季(0.007 μg·L-1)，冬季浓度最低(0.002 μg·L-1)。目前我国关于三唑酮在地表水暴露情况的文献较少(见表 1)，游明华等 研究发现三唑酮在水环境中的光解半衰期主要受温度和 pH 值的影响，农药的持续输入以及丰水期和枯水期温度、光照不同导致的降解速率不同，使其在丰水期的检出浓度和频率较高，因此九龙江枯水期未检出三唑酮，丰水期在16 个点位的三唑酮检出率为 43.8%，最高检出浓度为 0.1733 μg·L-1。

类似的，付岩等研究了稻田周围地表水三唑酮在一年中每个月的浓度变化，发现7 月份地表水浓度最高，稻田沟渠的三唑酮浓度高达 12 μg·L-1，附近鱼塘也受到一定的影响，三唑酮检出浓度为 0.4 μg·L-1。刘娜等 调查了太湖包括饮用水源地在内的不同功能水体在夏季丰水期的三唑酮暴露水平，虽然 10 个取样点均有检出，但三唑酮浓度范围仅为 0.002~ 0.007 μg·L-1，污染程度较小。魏琛等调查了贵州省贵阳市 4 个主要集中式饮用水源地冬季枯水期的有机氯农药残留情况，三唑酮检出率为 36.4%，其中松柏山水库的取样点未检出三唑酮，红枫湖、百花湖和阿哈水库等 3 个饮用水源地的检出浓度为 0.185~5.22 μg·L-1，刘园等在同一时期对红枫湖、百花湖和阿哈水库的 15 个采样点进行 2 次采样，三唑酮检出率为 33%，浓度范围为 1.1~4.1 μg·L-1，3 个湖库均受到一定程度的污染，应进一步调查其丰水期污染程度，并采取必要的防治措施。三唑酮施用在农作物后，大部分落在土壤中，在8 h 内被土壤快速吸附，该阶段的吸附量较大，但三唑酮与土壤的结合相对较弱，容易从土壤中脱离;8~24 h 内为慢速吸附阶段，吸附量可增加 20%，此时三唑酮与土壤间的结合较牢固，表现出解吸滞后性和不可逆性。研究表明，三唑酮的初始浓度越大，吸附时间越长，解吸滞后性越强。因此，三唑酮在湖泊、水库或流速缓慢的河流中更容易吸附在沉积物中，形成环境累积，其地表水暴露浓度与农田施用量和当地降雨量及降雨频率密切相关。

三唑酮在环境中的转化途径主要是生物降解和水化学降解。在土壤中三唑酮的降解主要受微生物种群和土壤结构的影响，不同地区间的土壤半衰期差别较大。例如，河南土壤的半衰期为 28.9 d，北京土壤的半衰期为 43.3 d;设施土壤中三唑酮的降解半衰期为 15.2 d，无菌土壤处理后三唑酮的半衰期为 39.4 d。此外，三唑酮半衰期还与三唑酮的环境浓度、土壤含水率以及有机质含量有关。三唑酮浓度为 0.930 mg·kg-1、5.44 mg·kg-1、10.9 mg·kg-1时，在非淹水土壤、淹水土壤和地表水沉积物中的降解半衰期分别为 17.3 ~ 25.7 d、15.1 ~ 23.9 d、23.1 ~27.7 d，浓度越高，降解速度越慢。在河水中三唑酮的水解半衰期为 68.6 d，光解半衰期为 20 d，非生物降解(水解+光解)半衰期为 15 d ，与土壤半衰期基本一致。三唑酮在环境降解过程具有立体选择性，在非淹没土壤中三唑酮容易转换为三唑醇(triad-imenol) [19-20] ，在淹没土壤的厌氧条件下，三唑酮的主要降解产物为 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 三唑酮的生物累积与代谢 (Bioaccumulationand metabolism of triadimefon)生物富集系数(bioconcentration factor，BCF)为平衡时生物体内浓度与水中浓度的比值，主要受辛醇-水分配系数(K ow )和生物体对化学物质代谢作用的影响。三唑酮的 lgK ow 为 3.11 ，根据《化学品 生物富集 流水式鱼类试验(GB/T 21800—2008)》中的公式估算出在生物体内达到 95% 平衡需要 4.6 d。考虑到生物对化合物的主动运输、被动运输能力以及代谢能力等因素，不同生物类群的平衡富集时间及富集能力存在一定的差异。一般情况下，生物代谢能力越强 BCF 值越低。三唑酮浓度为 1 000 μg·L-1时，斜生栅藻在第 7 天对三唑酮的生物富集达到最高点(BCF 为67) ，黑斑蛙蝌蚪(Ｒana nigromacula-ta)在第1 天即达到富集值(BCF 为 13~15)，颤蚓(Tubifex tubifex)在第 8 天达到富集值(BCF 为1.1)。环棱螺暴露在 835 μg·L-1的三唑酮 10 d 后，生物富集性达到平衡，内脏团的富集能力大于腹足，整体 BCF 值最高为 11.6 。比较 4 种水生生物富集因子，斜生栅藻的富集能力明显强于蝌蚪、环棱螺和颤蚓。

三唑酮对水生生物的毒性效应

三唑酮的活性基团是三唑环基团，其作用机理是通过抑制真菌的甾醇 14α 去甲基化酶(CYP51)的活性来抑制麦角甾醇的合成 ，实现杀菌效果，但同时也阻碍植物体内赤霉素和多种甾醇的生物合成，改变植物激素的平衡，从而调节植物生长和发育 。据报道，三唑酮浓度为 500 μg·L-1时，能够促进斜生栅藻的生长，提高叶绿素含量，浓度为 1 000μg L-1时开始对斜生栅藻的生长和叶绿素含量产生抑制作用，R-三唑酮与 S-三唑酮的 96 h EC 50 分别为2 590、2 680 μg·L-1，2 个对映体的毒性差异不大。三唑酮对紫背浮萍叶绿素 a 的 96 h IC 50 为 5 370 μg·L -1，对杜氏藻种群增长的 96 h EC 50 为 5 980 μg·L -1，对四尾栅藻和紫背浮萍的 NOEC 分别为100和 500 μg·L -1，说明三唑酮对不同水生植物的毒性效应差异不大。大量文献证明三唑酮对水生动物具有急性致死、致畸以及慢性毒性效应(见表 2)。分析三唑酮对不同类群水生生物的急性毒性效应，三唑酮对大型溞和蚋的 48 h LC 50 分别为 1 600 [3] 和 6 100 μg·L -1 ，对鱼类、贝类和黑斑蛙蝌蚪的 96 h LC 50 分别为 4 100~14 000 [3,30,32] 、15 223~38 252 和23 230 μg·L -1[22,39] ，物种间急性毒性差异较小。此外，三唑酮能够在短期内导致水生动物胚胎畸形，Hermsen 等 和刘少颖 分别在 1 938.42 和2 000 μg·L-1暴露条件下观察到斑马鱼鱼卵孵化后出现胚胎畸形，非洲爪蟾5 d 胚胎畸形 EC 10 为558.03 μg·L -1。长期暴露条件下，三唑酮对青鳉鱼、斑马鱼、萼花臂尾轮虫繁殖类测试终点的 NOEC 分别为 5、125、80 μg·L -1，对幼年期虹鳟鱼、黑头软口鲦、非调和异星美星介生长发育的 NOEC 分别为 40、170、320 μg·L -1 ，大型溞 21 d子代死亡率 NOEC 为 25 μg·L -1。刘娜 比较了三唑酮对青鳉鱼和大型溞不同测试终点的毒性效应，发现以青鳉鱼生存、生长、繁殖为测试终点的 NOEC 分别为 76 μg·L-1、60 μg·L-1、5 μg·L-1，青鳉鱼的繁殖类指标(产卵量)最敏感。分析原因，青鳉鱼的内分泌系统主要受下丘脑-垂体-甲状腺(HPT)轴和下丘脑-垂体-性腺(HPG)轴调控，其产卵量与卵子发育、雌雄交配行为、性激素刺激等多个环节相关，是所有生理生化行为的综合体现，因此对外源化合物的影响最敏感。

以大型溞蜕皮次数、生长和繁殖为测试终点的 NOEC 分别为 25 μg·L-1、100 μg·L-1、200 μg·L-1，其蜕皮次数与生长比繁殖指标(子代数量)更为敏感。这是因为，大型溞只有在极端恶劣的环境中才进行有性生殖，正常条件下孤雌生殖的雌溞没有内分泌器官，而蜕皮过程由神经内分泌器官分泌的蜕皮抑制激素和蜕皮激素直接调控 ，因此更容易被内分泌干扰物影响。对于三唑酮是否属于内分泌干扰物，目前尚存在一定的争议。联合国粮食与农业组织和世界卫生组织于 1986 对三唑酮的内分泌干扰效应进行评价，表明三唑酮主要影响雄性大鼠的性行为，染毒雄鼠体内的睾酮含量加倍;1999 年美国《安全饮用水和毒性强制执行法案(第 65 号提案)》将三唑酮列入饮用水化学品控制名单，认为其具有发育毒性、雄激素效应和雌激素效应;2006 年欧盟(EU)将三唑酮列入具有内分泌-生殖干扰毒性的农药及其代谢产物名单 ;世界自然基金(World Wide Fund for Na-ture or World Wildlife Fund，WWF)认为三唑酮是一种雌激素受体增效剂(estrogen receptor agonist)，对生物体内雌激素具有一定的影响。然而，在 US EPA 内分泌干扰物筛选计划(Endocrine Disruptor ScreeningProgram，EDSP) 的黑头软口鲦(Pimephales promelas)21 d 繁殖毒性试验中，雌鱼产卵量显著下降，雄鱼VTG 升高359%，雌鱼与雄鱼的性腺指数(Gonado-So-matic Index，GSI)分别升高 49%、75%，但同时伴随着体重下降和肝重增加，因此 EDSP 推测鱼类繁殖力下降是由于肝脏毒性或其他非生殖因素压力(如，能量供应不足)引起，而非直接作用于 HPG 轴和 HPT 轴，因此三唑酮不属于环境内分泌干扰物。

三唑酮的有害结局路径

(1)三唑酮使用后被土壤吸附和解吸，经雨水淋溶作用进入地表水环境，其环境半衰期为 15~43.3d，能够在水生生物体内累积代谢。目前我国地表水中三唑酮的最高暴露浓度为 12 μg·L-1，因此有必要在全国范围内开展系统的调查，尤其应关注丰水期的暴露水平。

(2)三唑酮主要通过抑制 P450 酶活性来干扰水生生物体内激素的合成，从而影响水生生物繁殖和生长发育，进而影响其种群变化。此外，三唑酮具有一定的雌激素效应和甲状腺激素干扰效应，但相关有害结局路径尚不明确。由于三唑酮对水生生物的毒性机理研究主要集中在鱼类，对低营养级水生生物研究较少，为保证水生态系统完整性，有必要开展浮游生物等低营养级水生生物的毒性机制，进一步完善其有害结局路径。

(3)三唑酮对我国地表水生态系统具有一定的风险，应进一步开展中宇宙野外暴露模拟实验，在种群水平研究三唑酮对水生生物的繁殖毒性效应，对我国地表水进行高层次生态风险评估。

参考文献

[1]刘娜,金小伟,穆云松,冯承莲,吴丰昌,王业耀.三唑酮在水环境中的环境行为、毒性效应及生态风险[J].生态毒理学报,2017,12(04):65-75.