手性農藥的環境行為及毒理學研究進展

郭遠選，王 靜，周 佳，馬 慧，彭 姣，卓海華，金士威*

1. 中南民族大學催化轉化與能源材料化學教育部重點實驗室，催化材料科學湖北省重點實驗室，湖北 武漢 430074；2. 臨海市工投產業服務有限公司，浙江 臨海 317000；3. 生態環境部長江流域生態環境監督管理局生態環境監測與科學研究中心，湖北 武漢430010

隨著農業生產活動的不斷發展，大量不同種類的農藥被用在農作物的生長過程中。農藥的施用，能夠有效防治病蟲害的發生，提高作物產量。但是，農藥的大量施用不僅會導致土壤板結、病蟲對農藥的抗藥性增加，還會導致農藥在土壤、水體、農作物等環境介質中殘留，最終進入人體內，威脅人體健康。手性農藥作為一類具有特殊結構的農藥，一般在生物活性、生態毒性和環境行為等方面表現出對映選擇性差異［1］。

在20 世紀，手性農藥常常被視作單一的化合物進行分析研究，但由于立體性是構成世界生命活動的重要性質，世界上大部分的參與生命活動的高聚分子都會存在著手性特征，比如核酸、蛋白質和多糖等大分子，在自然界的活動中（正常生長和代謝的過程中），參與活動的分子會逐漸在自然界的選擇中向其中的某一種構型發生累積和轉變。而且越來越多的研究表明，在農業生產活動的過程中，殘留在自然界的手性農藥會逐漸進入各種生命體內，在生命體的代謝過程中，這些手性農藥的對映體會經過各種介質，存在著不同的降解和富集方向。而不同的手性對映體藥物，在生命活動過程中與生物體內的各種酶或其他介質發生反應，在反應過程中手性農藥對映體會與介質發生不同的代謝反應，具有不同的藥理性和生理作用。立體選擇性會存在于生命活動的過程中，是必然存在的過程。由于手性農藥在自然界中的對映體分布不同，由此可以推斷手性農藥對映體會被自然界中的生命體選擇性地吸收、代謝和降解。而且手性農藥對映體會存在著不同的致畸、致癌、致突變等不同的潛在生物效應。由于評估和限制與接觸手性農藥相關風險的必要性，該領域的研究在過去幾年中有所增長，手性農藥被認為是新興污染物［2］。

手性農藥對映體在藥理作用中，一般表現為某個對映體對靶標物有著高效作用，而其他的對映體則作為干擾雜質，或者更加低效、無效甚至有害地作用存在于手性農藥外消旋體中［3］。由于這些干擾物質的存在，手性農藥外消旋體在農業生產活動中的作用被降低，并且一定程度上給環境帶來了負擔。一般手性農藥在環境中的含量較低，并且在不同的環境介質中會持續向著不同的對映體轉變。在長期的低水平暴露下，手性農藥對動物或人體具有潛在毒性。目前擬除蟲菊酯、有機磷、有機氯、苯氧丙酸及咪唑啉酮類農藥引起的非靶標毒性都呈現不同程度的對映體選擇性。手性農藥可以通過各種模式進入生態系統，手性農藥殘留及其代謝物在溫和條件下具有很強的生物抗逆性和穩定性，而在常規條件下不能有效降解，因此在環境中存在手性農藥殘留及其代謝物已被廣泛報道［4］。

1 手性農藥的環境行為

目前有關于手性農藥在水體環境中的選擇性行為的研究主要集中于有機氯類農藥。在環境污染監測中，有機氯類農藥是被監測研究最多的環境污染物，由于有機氯類的農藥在環境中危害較大，在早年間已經被禁止使用，但由于之前被大量施用，使得它們時常會在生態系統食物鏈中被檢測出來。在擬除蟲菊酯類手性農藥中部分品種也具有手性特征。苯氧羧酸類手性農藥的活性主要集中在R-對映體上，體現出了高度的立體選擇性。而對于酰苯胺類手性農藥對映體一般是作為內吸型的高效抑菌劑，有著預防和治療霜霉目真菌病害的作用，但是對該類手性農藥的研究很少涉及在對映體水平。

1.1 手性農藥在水體中的環境行為

1.1.1 手性農藥在海水中的環境行為 早期于1991 年，用毛細管氣相色譜法測定了北海海水中的α-六六六，證明了該手性污染物在環境中存在著選擇性降解行為，隨后在波羅的海和德國灣中的海水檢出的對映體比率（enantiomeric ratio，ER）值為0.85，證明了在該區域水體中，（-）-α-六六六被優先降解［5］。α-六六六在楚科奇海和白令海的水中的（-）-α-六六六會被優先降解，而在格陵蘭海和北冰洋的水中則與之相反［6］。敵百蟲在海水中的不同存在條件下會向著不同的方向降解［7］，其對映體在光照、黑暗及自然培養模式下均是S體構型被優先降解，但在去光滅菌條件下未觀測到選擇性降解現象。

1.1.2 手性農藥在淡水中的環境行為 在1995 年于北極Amituk 湖中的淡水里也發現了α-六六六存在著立體選擇性降解，ER 值為0.77［8］。在我國首次檢測了新港港灣水域和海河河口中α-六六六的ER 值，在新港港灣水體中（+）-α-六六六被優先降解，而海河河口水中α-六六六的ER 值近似為1［9］。表明同一種手性農藥在不同的環境水體中存在著不同選擇性降解行為。Huang 等［10］在珠江三角洲流域的城市污水及河流中進行了手性農藥的分布監測，其中發現了3 種咪唑類（益康唑、酮康唑、咪康唑）及1 種三唑類（戊唑醇），其監測結果表明，在該次研究的手性農藥在原水中一般以外消旋體的形式存在，其對映體組成和餾分（enantiomeric compositions and fractions，EF）值為0.450～0.530，而戊唑醇在河流中基本上以非外消旋體的形式存在，尤其是夏季的河流中會存在較多的（+）-戊唑醇構型。不同種類的手性農藥也會產生不同的選擇性降解行為。如Zipper 等［11］利用氣相色譜與質譜聯用技術測定了地下水中的2-甲-4-氯丙酸對映體，并且定量檢測其含量，結果表明在瀝出液中該手性農藥以外消旋體的形式出現，而在下游的地下水中的ER 值增加?？梢酝茰y出是2-甲-4-氯丙酸在環境水體中存在選擇性的生物降解。Sun等［12］監測等馬拉硫磷在上莊水庫水、京密引水渠水以及其地下水和河水等水體中的降解行為，結果表明S-（-）-馬拉硫磷降解快于R-（+）馬拉硫磷，其對映體R 構型在研究區域中相對富集，并且同時還證明了馬拉硫磷對映體之間是相互轉化的。吡氟禾草靈對映體不同的水體條件下，會有著不同的選擇性降解行為，例如水體的pH 等條件［13］，在自然界中的條件下，其S-毗氟禾草靈構型會被優先降解，而在其他條件水樣中，研究人員尚未觀測到吡氟禾草靈的對映選擇性降解行為。氟蟲睛對映體在通過沉積物-水模擬系統研究［14］中發現R-氟蟲腈優先降解，表明其對映體在水中存在顯著的選擇性降解行為?？梢酝茰y出，大部分的手性農藥在環境水體中存在一定程度的立體選擇性降解行為。

1.1.3 手性農藥在飲用水中的環境行為 環境水體中存在的手性農藥，最終會出現在各類飲用水中被人類攝入。孫彥［15］檢測了市政自來水、桶裝水和瓶裝水3 種不同類型的飲用水中的6 種手性農藥，其結果表明檢出的手性農藥在不同類型飲用水中其對映體選擇性一致，但不同類型飲用水中對映體選擇性程度有一定的差異。腈菌唑在三類飲用水中的EF 均值均為0.57。而已唑醇、戊唑醇以及甲霜靈在其檢測的3 種水體中的對映體分布程度存在明顯的差異，結果表明檢出的對映體選擇性程度與飲用水類型有關。甲霜靈在桶裝水中的對映體選擇性不明顯，但R-甲霜靈在自來水中相對較多，相對而言，手性農藥中S-甲霜靈對人體的危害更大［16］。

1.2 手性農藥在土壤中的環境行為

1.2.1 手性農藥在不同物理性質土壤的環境行為土壤存在著能量交換和物質循環的發生，也存在著農藥分解的現象。公開數據顯示，農藥施用之后，其80%以上會以不同的形式進入土壤。土壤中的理化性質較為復雜，針對于不同物理性質土壤對手性農藥的影響的研究也陸續地開展。Qin等［17］對氯菊酯在兩種不容類型的土壤及一種沉積物中的立體選擇性降解的探究中發現，R-對映體的降解速率都明顯高于S-對映體。Liu 等［18］對加州苗圃地土壤中順式-聯苯菊酯和順式-氯菊酯的降解研究情況中可以發現，土層的深度影響著手性氯菊酯的降解方向，表層土壤的氯菊酯對映體未發生明顯的立體選擇性降解行為，而隨著手性農藥在土壤中的深度的增加，不同的對映體會呈現出顯著的立體選擇性降解行為。以上研究表明，手性農藥在土壤中一般均會有選擇性降解行為，但是卻存在較多的可能性因素影響其對映體立體選擇性降解行為。

1.2.2 手性農藥在不同化學性質土壤的環境行為手性農藥的立體選擇性密切相關包括土壤本身的性質（如pH 值等）以及微生物結構等條件。Buser等［19］使用氣質聯用技術研究甲霜靈在土壤中的降解行為，結果表明其R-對映體降解速度快，從而導致了非活性的S-對映體富集，說明了甲霜靈在土壤中的降解是與土壤中的微生物相關的；在其后來進一步的研究中表明，光學純單體實驗結果顯示R-對映體和S-對映體之間沒有互相轉化，并且甲霜靈在好氧土壤中的選擇性降解與土壤的pH值有直接的關系。2010 年刁金玲［20］將外消旋乳氟禾草靈在多種不同條件的土壤中進行降解模擬，研究外消旋乳氟禾草靈在土壤中有氧或者無氧條件下的選擇性降解情況。在有氧/無氧條件下，S-（+）-乳氟禾草靈均優先降解。該手性農藥立體選擇性的量度［a measure of enantioselectivity，ES，ES=（kS-kR）/（kS+kR）］值與土壤的有機質無明顯線性關系而與土壤質地和pH 值呈線性相關，均表現為pH 值越大ES 值越小。

1.2.3 手性農藥在不同生物性質土壤的環境行為手性農藥不同的對映體同樣對土壤的性質和土壤中的微生物產生影響［21］。在滅菌條件下，該外消旋乳氟禾草靈在土壤中的降解極為緩慢，并且沒有明顯的立體選擇性行為，說明微生物作用會對該手性農藥在土壤中的選擇性行為產生影響。在3 種土壤在自然和無菌條件下，吡唑硫磷農藥對映選擇性降解行為，手性吡唑硫磷在自然環境土壤下的立體選擇性降解行為為S-（+）-吡唑硫磷的半衰期t1/2為2.6、13.4、7.8 d，而R-（-）-吡唑硫磷的半衰期為9.2、9.3 和8.2 d。在滅菌條件下的土壤中，外消旋體吡唑硫磷的半衰期為21.5、55.9 和14.4 d，表明天然土壤中的手性農藥降解速率大大提高，說明在土壤中微生物調節過程對降解產生很大的積極作用［20］。同樣的，在未滅菌的土壤樣品中，草銨膦外消旋體在土壤中降解較快，且存在立體選擇性降解，在滅菌的土壤中草銨膦外消旋體降解緩慢且無立體選擇性行為。早期于1991 年，Mueller 等［22］在生產α-六六六的工廠附近的土壤中檢測到α-六六六存在立體選擇性降解行為，ER值為1.099 9。Falconer 等［23］在菲沙河Fraser 谷地農場的腐殖型土壤中檢測發現（-）-α-六六六優先降解。而Buser 等［24］研究了好氧條件下在污泥中的選擇性降解，發現（+）-α-六六六降解明顯快于（-）-α-六六六，生物降解是六六六在污泥中的主要降解方式，因此（-）-α-六六六會在土壤中表現出明顯的富集現象。

1.3 手性農藥在植物體內的環境行為

1.3.1 手性農藥在野生植物中的環境行為 手性農藥的立體選擇性行為在自然界中廣泛存在，立體選擇性行為會存在于植物對手性農藥的吸收、代謝等過程，由于此過程中存在立體選擇性，所以會有不同濃度的對映體在植物體內累積，手性農藥對植物產生對映選擇性毒性或生態毒性，這些手性農用化學品可以被植物吸收和對映選擇性代謝。在大多數的闊葉雜草中手性農藥2-（2，4-二氯苯氧基）-丙酸和2-（4-氯-2-甲基苯）丙酸的S-對映體均表現出優先降解的現象，導致R-對映體的相對累積。在草地早熟禾和高羊茅體內乙氧呋草黃對映體中的左旋體的降解速率大大快于右旋體，最高ER 值達到3.0 左右［25］。

1.3.2 手性農藥在農作物中的環境行為 不同類型的食物中的手性農藥代謝降解及殘留的對映體選擇性規律也不同。禾草靈在白菜和油菜中也存在著立體選擇性降解，在2 種植物中，該手性農藥都是S-對映體被優先降解，同時研究發現禾草靈被代謝之后產生的代謝物的生成與降解也具體由立體選擇性，S-禾草酸的生成與降解速度明顯快于R-禾草酸［26］。

戊唑醇在黃瓜和白菜中均表現為S-對映體優先降解，R-對映體在植物體內相對累積，而在蘋果中S-對映體卻相對富集，在白菜中，具有高毒性低活性的R-氟蟲腈對映體會優先降解，使得低毒性高活性的S-對映體在白菜中富集［27］。檢測白菜中3 種氟蟲腈代謝物結果中發現，氟蟲腈在白菜體內主要靠氧化還原光解作用降解［28］，其中該對映體在白菜中的主要降解原因可能是氧化還原作用。甲霜靈在水稻、番茄、黃瓜、菠菜等植物中的對映體選擇性也不同，在溫室的黃瓜中R-甲霜靈對映體降解比S-對映體快，而菠菜和小白菜中均是S-對映體優先降解［29］，在水稻中EF 值在14 d 的時候能達到0.7，而番茄中的EF 值在14 d 時為0.26［30］；而甲霜靈在甘藍中并沒有出現其對映體的立體選擇性降解。以上結果表明，植物的種類也與手性農藥的立體選擇性降解有著一定的關聯，同種手性農藥在不同植物中可能會出現相反結果的立體選擇性行為，同時手性農藥的EF 值在植物體內并非固定值，會隨著其生命活動變化。

1.3.3 手性農藥在同種植物中不同部位的立體選擇性 手性農藥的立體選擇性行為在同一植物體內也會有不同的表現。同種手性農藥在植株的不同的部位會有不同程度的立體選擇性，比如氯丹在南瓜植株根系附近土壤中的殘留會低于非根系土壤，并且氯丹對映體的EF 值在土壤中未發生明顯的變化，表明氯丹在被南瓜從土壤中吸收時并未有明顯的選擇性吸收［31］。而將南瓜的不同部位進行分段檢測，發現根部氯丹殘留較多，南瓜果實氯丹殘留較少，且EF 值有所區別。手性農藥對映體的選擇性還表現在對植物生長的抑制等方面。咪唑乙煙酸R和S對映體對水稻根產生較大的抑制生長的作用，其最大的相對抑制率分別為80.4%和67.0%，水稻幼苗經過R-咪唑乙煙酸對映體暴露過后，其植株體內氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）、氧化物酶（peroxidase，POD）、過氧 化 氫 酶（catalase，CAT）活 性 以 及 丙 二 醛（malondialdehyde，MDA）的含量分別是經S-咪唑乙煙酸對映體暴露過的1.8、3.3、1.4 和2.2 倍［32］，以上均表明咪唑乙煙酸的R-對映體對水稻的脅迫作用比S-對映體要強。而R-咪唑乙煙酸對映體對玉米幼苗根直徑、體積、側根數、根系活力、根毛生長等的抑制及傷害能力遠遠大于S-對映體。而多效唑對映體對油菜和玉米幼苗具有不同的調節作用，其外消旋體和S-對映體會使玉米幼苗的莖橫向延伸，而R-對映體抑制玉米幼苗莖的橫向延伸。多效唑不同的對映體對玉米幼苗MDA 含量、蛋白含量、SOD 和POD 酶等的活性的影響也具有選擇性［33］。手性農藥在植物體內的立體選擇性行為還可以體現在不同的施藥方式上。南瓜在葉面噴施模式下施用氯丹，并未表現出明顯的立體選擇性吸收或降解，而在灌根施藥模式下表現出明顯的立體選擇性降解［34］；而在葉面施藥模式下，黃瓜和番茄中的（-）-RS-啶菌噁唑和（-）-RR-啶菌噁唑會被優先降解，而在灌根施藥模式下，番茄仍舊是其中的（-）-RS-啶菌噁唑和（-）-RR-啶菌噁唑優先，在黃瓜中卻是（+）-SR-啶菌噁唑（-）-RR-啶菌噁唑優先降解［35］。說明部分手性農藥的立體選擇性還與施藥模式存在較大的關系。

2 手性農藥的潛在毒性

2.1 手性農藥的慢性毒性

2.1.1 手性農藥的神經毒性 手性農藥一般通過模擬或拮抗內源性激素、調整激素受體水平、改變天然激素的代謝模式和合成等方式產生內分泌干擾作用而引起了研究者的廣泛關注。已公布87 種具有內分泌干擾作用的化合物中，有57 種農藥，且大部分具有手性中心。手性農藥對映體能夠選擇性引起內分泌干擾效應，主要是由于作為類雌激素，不同對映體與雌激素受體結合時的親和力具有差異性［36］。同樣的手性農藥能夠引起對映體選擇性的神經毒性，手性有機磷農藥誘導的神經毒性，不同對映體能夠引起遲發性神經毒性的立體選擇性［37］。早于1996 年，對異馬拉硫磷不同對映體引起的神經毒性進行研究，各對映體對母雞大腦乙酰膽堿酯酶的抑制作用強弱相差達到15 倍。甲基氯胺磷的各個對映體對SHSY5Y 神經細胞軸突生長的半數軸突抑制在數量上具有不同的體現，抑制效果相差達60 倍以上［38］。S-（+）-三氯殺蟲酯比R-（-）-三氯殺蟲酯對小鼠PC12 細胞產生更強的細胞毒性。而神經-內分泌-免疫網絡學說闡明了3 個系統之間存在著相互調節作用，其中某個系統產生毒理效應也可能會引起其他系統的連鎖效應［39］。

2.1.2 手性農藥的細胞毒性 針對于手性農藥對映體選擇性內分泌干擾作用的研究始于對擬除蟲菊酯類農藥的研究。與trans-氯菊酯相比，cis-氯菊酯能夠對精子數量、能動性及睪酮水平產生抑制效果，影響外周型苯二氮卓類受體、StAR、細胞色素P450 側鏈裂解酶等相關性激素合成分泌蛋白的基因表達，氯菊酯的生殖內分泌干擾效應主要是由于cis 構型的作用。將MCF-7 細胞暴露于聯苯菊酯和功夫菊酯的對映體中，相比于其他對映體，S-cis-聯苯菊酯和（-）-功夫菊酯可以誘導細胞增殖、雌激素響應蛋白pS2 基因表達和抑制ERα 基因表達等方面，具有更高的活性。而手性農藥對映體的選擇性免疫毒性的存在也已經得到證實，三氯殺蟲酯對映體可以抑制小鼠巨噬細胞RAW246.7 的生長，激活p53 介導的凋亡通路引起免疫毒性，并且S-（+）-三氯殺蟲酯具有更強的免疫毒性；（-）-功夫菊酯和1S-cis-聯苯菊酯相比于另一個對映體和外消旋體，能夠更強地誘導免疫細胞凋亡［40］。

2.2 手性農藥的急性毒性

手性農藥對映體在施用過程中，可能會對非靶標生物造成危害。早期手性農藥對映體的毒理性效應研究大多數以急性毒性為主。研究者主要以斑馬魚、大型蚤等水生生物為主，如表1，大部分手性農藥都表現出明顯的急性毒性，各對映體之間急性毒性存在一定的差異。

表1 手性農藥的急性毒性Tab.1 Acute toxicity of chiral pesticides

部分手性農藥外消旋體的毒性來自于其某個對映體，但是也存在一些農藥，如噻唑磷和氯胺磷，相較于對映體，其外消旋體顯示出更低的毒性，表現出拮抗作用；法莫沙酮對映異構體存在殺真菌活性、生態毒理學效應和降解行為。也有部分手性農藥，如甲基異柳磷、禾草靈、乙螨唑、三唑醇、銳勁特［41］等，在不同的生物中，對映體的急性毒性強弱不同，體現出手性農藥對映體的急性毒性具有物種選擇性。

3 展 望

環境中的各個生物體、介質都會存在手性特征，不同的環境介質和生物體會對手性農藥對映體產生不同程度的立體選擇性代謝行為。并且隨著儀器設備和研究技術的進步，從單一農藥對映體的分析到多種農藥對映體的同時分析，從簡單影響因素到復雜的環境介質，從對映體的簡單分離測定到探究各個對映體的代謝途徑及特征均可以逐漸實現。近年來，公眾愈發關注環境問題，手性農藥在環境中的立體選擇性研究也愈發的緊迫和關鍵。并且手性農藥對映體選擇性毒性較為復雜，同一對映體對不同的物種的毒性作用不同，對同一物種的不同部位也可以產生不同的毒理性效應。所以需要將各個因素綜合全面地評價，提供更加有效的理論指導綠色安全農藥的研發。