草銨膦和草甘膦在水環境中的行為和毒性效應研究進展

孟秀柔，宋青梅，王飛，唐守英，張鈺萍

貴州大學精細化工研究開發中心，綠色農藥與農業生物工程國家重點實驗室，教育部綠色農藥與生物工程重點實驗室，貴陽 550025

我國是農業大國，每年用于農業生產的農藥數量和種類很多。近年來，我國每年使用農藥制劑約100萬t，防治面積達3億hm2以上，且這個數據還在逐年上升[1]。農田化學除草劑的使用，是農業增產、農民增收的重要保障，在除草劑種類不斷增加、作物面積不斷擴大、除草劑用量不斷增加的同時，除草劑使用帶來的一系列環境問題逐漸引起重視[2]。農藥在農業生產使用的過程中，可以通過地表徑流、雨水沖刷以及地下水滲透等過程進入水體中[3]。殘留于水體中的農藥成分對于水中的植物、動物等會產生一定的影響，藻類、魚類作為水中的生產者和消費者，對水環境的變化會產生各種生理響應。

草銨膦和草甘膦作為最常用的有機磷類除草劑，在使用過程中的環境問題一直是研究熱點之一。草銨膦和草甘膦均為滅生性廣譜除草劑，具有高效、低毒等特性，常用于防治禾本科雜草和闊葉雜草。草銨膦和草甘膦由于結構比較相似(圖1)，都易溶于水，在水溶液中較穩定，環境殘留分析方法也相似[4-6]。

圖1 草銨膦和草甘膦的結構式Fig. 1 Structural formulas for glufosinate and glyphosate

盡管目前在世界范圍內的不同的水環境中都發現這2種農藥殘留[7]。但對2種農藥在水環境中的行為以及對水生生物的毒性效應的研究尚不夠全面，因此，展開2種除草劑在水環境的行為研究及其在水環境中毒性效應的研究具有重要意義和價值。本文在簡介2種除草劑的特性及使用的基礎上，重點總結了2種農藥在水體中的環境行為和對水生生態環境的影響，以期為2種農藥的研究和合理使用提供有益借鑒。

1 概述(Summary)

1.1 草銨膦概述

草銨膦，別名草胺膦、保仕達、草銨膦銨鹽、雙丙氨磷，是由赫斯特公司研發的一類觸殺型除草劑。原藥為白色結晶，有輕微氣味，熔點210 ℃，在水中溶解度為1 370 g·L-1(22 ℃)，在一般有機溶劑中溶解度較低，對光穩定。主要劑型為水劑。草銨膦是L-和D-對映異構體的外消旋物，其中L-對映異構體是潛在的谷氨酰胺合成酶抑制劑，是主要的殺草活性成分，而D-對映異構體則無殺草活性[8]。

由于草銨膦與谷氨酸有相似的結構，其除草機制是通過不可逆地抑制雜草中的谷氨酰胺合成酶(植物氨解毒所必需的)，阻礙谷氨酰胺的合成，導致短時間內植物體內氨的過度積累，造成銨代謝紊亂，破壞細胞膜，抑制植物光合作用從而導致植物死亡[9]。目前主要用于防治果園、葡萄園、馬鈴薯田和非耕地等一年生和多年生的雙子葉禾本科雜草[10]。近年來，隨著抗草銨膦轉基因作物種類逐漸增多，推廣范圍不斷擴大，草銨膦的使用量正在逐年上升，草銨膦成為了世界上僅次于草甘膦的第二大轉基因作物耐受除草劑。據中國農藥信息網的農藥注冊數據顯示，2019年在我國注冊使用的草銨膦產品達400余種。

與目前國際上使用量最大的草甘膦除草劑相比，草銨膦生產工藝復雜，成本較高，制約了草銨膦的推廣與使用。但草銨膦除具有除草活性外，還具有殺蟲殺菌活性，可以與殺蟲劑等混配，達到蟲草同時防治的效果。且草銨膦殺草速度快，一般在施藥后的1 d內即可使雜草停止生長，2～3 d內即出現失綠、黃化現象，1～2周內可使雜草死亡，一個月內不長出新根。施藥后在土壤中即可被微生物分解，且分解速度快，不易傷及農作物根系。草銨膦在防治果園和非耕地雜草上有著用量少、效果好、除草迅速等優點，且對于對常規除草劑產生抗性的雜草也有良好的防治效果[11]。

1.2 草甘膦概述

草甘膦，又稱鎮草寧、農達、草干膦，是孟山都公司生產的內吸型除草劑，是目前國際上使用量最大的除草劑。目前市場上使用的草甘膦制劑有水劑和粉劑2種，其中水劑由于使用方便等因素，占大多數。純品為非揮發性白色無味固體，難溶于無水乙醇、乙醚和苯等有機溶劑。25 ℃時在水中(pH 7)的溶解度為15.7 g·L-1，其異丙銨鹽在水中的溶解度較大，pH 7時溶解度為900 g·L-1[12]。對40多科的植物有防除作用，包括單子葉和雙子葉、一年生和多年生、草木和灌木等植物。

草甘膦的除草機制主要通過抑制植物體內的烯醇丙酮基莽草素磷酸合成酶，從而抑制莽草素向苯丙氨酸、酪氨酸及色氨酸的轉化，使蛋白質合成受到干擾，導致植物體死亡。對多年生深根雜草的地下組織破壞力很強，適用于甘蔗、茶、桑、麻、劍麻、橡膠、林木和果樹等種植地進行滅生性除草。隨著抗草甘膦轉基因作物在世界各地的推廣，草甘膦的使用量與日俱增。

2 2種除草劑在水體中的環境行為(Environmental behavior of two herbicides in water)

2.1 草銨膦在水環境中的行為研究

施用于土壤環境中的草銨膦由于其很強的水溶性，很容易轉移到水環境中，造成水環境的污染[13]。草銨膦在加拿大環境中推測的環境期望濃度(EEC)值為1 mg·L-1[14]。在中國海南省的香蕉園附近水樣的檢測中，檢測出草銨膦的質量濃度為0.63 μg·L-1[15]。關于草銨膦在水生環境中生物體的富集研究，目前相關文獻較少。

2.1.1 草銨膦在水環境中的遷移

農藥在水體中的遷移轉化主要包括光解和揮發、水解、吸附和解吸附等途徑[16]。使用搖瓶法測定草銨膦的正辛醇-水分配系數時，在3種不同體積比(12∶1、6∶1、3∶1)的正辛醇-水條件下測得的平均分配系數為-3.49[17]。由于草銨膦的正辛醇-水分配系數較小，因此可推測草銨膦在水生生物群體中有較小的生物富集因子。且有文獻報道，草銨膦及其代謝物由于水溶性高，在水環境中不易轉移到其他生物體中，也不易在魚類或其他動物的脂肪組織中積累[18]。

2.1.2 草銨膦在水體中的降解

草銨膦在水中的降解速率受pH、溫度和光照強度等的影響。有研究表明，草銨膦在不同pH(5.0、6.9、9.3)緩沖溶液中的半衰期分別為433、693和533 d，可穩定存在于弱酸和弱堿條件下；溫度對草銨膦的水解影響顯著，隨著溫度的升高，草銨膦的水解速率加快；草銨膦在4 500 lx和8 300 lx氙燈下的半衰期分別為1 155 h和866 h；在360 nm和254 nm波長紫外光光照處理下的半衰期分別為462 h和40 h，不同光強和波長對草銨膦在水中的光解速率有顯著影響[19]。在對映體水平上開展的試驗結果表明，D,L-草銨膦對映體在pH值為5、7、9的無菌緩沖溶液中的半衰期可達400 d以上。在自然來源的池塘水中，L-草銨膦的降解速度略快于D-草銨膦，100 d時L-草銨膦的降解率為21.4%，D-草銨膦的降解率為15%[20]。草銨膦在自然水環境(pH值為5～9)中穩定，不易被水解和光解。將溶解在礫石坑地表水中的草銨膦置于25 ℃的紫外線照射下118 h(相當于33 d的陽光照射)，草銨膦在該條件下幾乎沒有降解，3%～5%轉化為3-甲基膦酸丙酸(MPP)，其結構如圖2所示，另有0.2%礦化?？梢娫诘乇硭胁蒌@膦的光降解作用較弱[21]。

圖2 草銨膦在水中降解產物3-甲基膦 酸丙酸(MPP)的結構式Fig. 2 Structural formula of 3-methylphosphonic acid (MPP), a degradation product of glufosinate in water

2.2 草甘膦在水環境中的行為研究

大多數草甘膦類除草劑僅限用于陸生環境中的除草，不被批準用于水生環境；然而，由于不可控因素，在很多非目標濕地生態系統中也經常檢測到草甘膦[22]。在地表水中檢測到大量的農藥活性成分和表面活性劑，這些農藥殘留有可能使水生生物的生理機能發生改變[23]。草甘膦可以通過地表徑流、雨水沖刷、不規范的清洗噴灑用具等方式進入水生生態系統中[24]。有研究發現，使用草甘膦等除草劑的農業行為會影響非目標生物和水體，從而改變淡水生態系統的結構和功能[25]。

近年來，草甘膦也用于我國南方水域防治空心蓮子草、水葫蘆等惡性雜草，具有良好的防治效果[26]。與土壤中的施藥效果不同，防治水草時藥劑直接施于水體中，這就很大程度上造成水體污染，進一步會傷害水生生物和水生生態系統，使生態系統失去平衡?，F有研究表明，在世界多地的表層水體中均檢測出草甘膦的存在。如在美國的河流中草甘膦的質量濃度達到了2.2 μg·L-1[27]。中國浙江省多地的飲用水源中檢測出了草甘膦，檢出率為27.6%，檢出質量濃度為0.065～5.930 μg·L-1[28]。阿根廷北部轉基因大豆種植區的田間水體中檢出的草甘膦質量濃度為0.10～0.70 mg·L-1[29]。草甘膦在渥太華河中檢出的濃度約為100 ng·L-1，在圣勞倫斯河中檢出的草甘膦濃度為2～202 ng·L-1，檢出率為84%[30]。

2.2.1 草甘膦在水環境中的遷移與分布

應用14C核素研究草甘膦在水域生態系統中的遷移時發現，在由魚-金魚藻-麥穗魚-底泥組成的模擬水生態系統中，草甘膦在進入水中后，迅速向生態系統各組分中轉移，為金魚藻和麥穗魚吸收，并在底泥上沉積、吸附。隨著時間的推移，水相中14C-草甘膦繼續向金魚藻、麥穗魚和底泥中遷移，其在水相中的活度呈不斷下降之勢。同時，14C-草甘膦在底泥、金魚藻和麥穗魚中的活度則增加較多。而在魚塘和河道施藥后，魚塘水樣中檢出的草甘膦殘留量在1 d后迅速下降，第6天時已<0.01 mg·L-1，但在河道系統中僅5 d后即<0.01 mg·L-1[31]。

在80 d實驗周期的沉積物-水系統中，生物系統中實驗結束時有55.7%草甘膦轉化為了二氧化碳，而在非生物系統中則只有18.6%礦化，推測在該過程中，生物過程起著主導作用。但是在水系統中，草甘膦的礦化度卻很低，實驗結束時只有2.4%的草甘膦轉化成了二氧化碳。通過比較水系統和沉積物-水系統中草甘膦的礦化度可知，沉積物在草甘膦的礦化過程中起著主導作用，推測可能是因為沉積物中含有較多的微生物種群。且在同樣的實驗條件下，低濃度(3 mg·L-1)的草甘膦礦化度高于高濃度(50 mg·L-1)的草甘膦，由于草甘膦濃度為50 mg·L-1時微生物需要更長的馴化時間，進一步證實了草甘膦的礦化度與微生物種群有關[32]。

2.2.2 草甘膦在水環境中的富集

草甘膦的辛醇/水分配系數為-3.2(20 ℃時)[33]，因此推測草甘膦在水生生物群中有較低的生物富集因子(BCF)，然而富集研究顯示的結果并非如此。水生植物黃花水龍(Ludwigiapeploides)對水中的草甘膦的BCF為88.10 L·kg-1，沉積物中的草甘膦的生物-沉積物累積因子(BSAF)為7.61[22]。雜色蚓(Lumbriculvsvariegatus)在不同濃度的草甘膦中的BCF的變化范圍在1.4～5.9 L·kg-1fw之間，高于辛醇/水分配系數(logPow)的估計值[27]。在模擬水生態系統中，金藻魚和麥穗魚對14C-草甘膦的20 d的BCF分別為27.96 L·kg-1和45.79 L·kg-1，結果顯示14C-草甘膦在金藻魚和麥穗魚中有較強的生物富集作用[31]。

2.2.3 草甘膦在水體中的降解

草甘膦在水體中主要受到光降解作用。將1 mg·L-1的草甘膦去離子水溶液分別暴露于不同的光(鈉光、汞光和紫外光)下一周發現，長波長光對草甘膦沒有光降解作用，而紫外線光對草甘膦的光降解有顯著影響，半衰期為4 d。將2 000 mg·L-1的草甘膦去離子水溶液分別暴露于黑暗和紫外光下發現，在黑暗條件中草甘膦幾乎未降解，而暴露于紫外光下的草甘膦半衰期為3～4周。草甘膦在水中的降解產物主要是氨甲基磷酸(AMPA)，其結構如圖3所示，且AMPA對光降解的穩定性遠高于母體化合物，對生物降解也有相當的持久性[34]。

圖3 草甘膦在水中主要降解產物氨 甲基磷酸(AMPA)的結構式Fig. 3 The structural formula of aminomethylphosphoric acid (AMPA), the main degradation product of glyphosate in water

草甘膦可在地表水中存在長達60 d，對很多水生生物都能產生一定的影響[35]。以高于推薦用藥量3～4倍的劑量將草甘膦施于魚塘，當日水中殘留量為6.286 mg·L-1，1 d后下降90%左右，第6天降至0.003 mg·L-1，半衰期為0.61 d。草甘膦在自然魚塘的水環境中消失十分迅速；而在魚塘沉積物中，施藥后第1天的殘留量為水中濃度的5倍以上，其在水體中的半衰期約為1 d，表明草甘膦可迅速被池塘沉積物(底泥)吸附[36]。草甘膦除草劑在水體中的半衰期與水體中的植物體有關，有水葫蘆的水塘中草甘膦的半衰期比無水葫蘆的水塘中的半衰期短[37]。

3 2種除草劑對水生生態系統的毒性效應(Toxic effects of two herbicides on aquatic ecosystems)

3.1 草銨膦對水生生態系統的毒性效應

3.1.1 草銨膦對浮游植物的毒性效應

藻類廣泛存在于各種天然水體中，以種類繁多、個體小、繁殖迅速、對毒物毒性敏感等特點成為了水生毒理學研究的試驗對象。藻類是水體中的初級生產者之一，其毒性效應可以影響魚類等水生生物[38]。

據文獻報道，草銨膦對一些藻類的毒性效應存在“低促高抑”現象。在研究草銨膦對銅綠假單胞菌的影響時發現，草銨膦對銅綠假單胞菌生長的影響具有劑量依賴性，低濃度的草銨膦(0.5 mg·L-1和1 mg·L-1)可以促進銅綠假單胞菌的生長，而在高濃度(5 mg·L-1和10 mg·L-1)時，草銨膦可以通過誘導銅綠假單胞菌的丙二醛(MDA)含量，抑制其生長[14]。在研究草銨膦對銅綠微囊藻的影響機制時發現，低濃度的草銨膦(0.5 mg·L-1和1 mg·L-1)暴露對銅綠微囊藻的生長有促進作用，且可顯著提高藻膽蛋白和類胡蘿卜素含量；而高濃度的草銨膦(5 mg·L-1和10 mg·L-1)暴露對銅綠微囊藻的生長有抑制作用，使藻MDA和電解質泄露率(EL)顯著提高，破壞細胞膜完整性[39]。在研究草銨膦暴露對水生單細胞小球藻的毒性實驗中，與對照組相比，草銨膦暴露使小球藻產生了一定的氧化損傷，小球藻體內的MDA含量、超氧化物歧化酶(SOD)、過氧化物酶(POD)和過氧化氫酶(CAT)活性均顯著增強，這些氧化酶的升高可能有助于減輕氧化損傷。通過電鏡可觀察到有大部分葉綠體異常；在草銨膦暴露12 h后，小球藻中與光合作用有關的psaB、psbC和rbcL這3種光合基因的轉錄豐度降低[40]。

3.1.2 草銨膦對浮游動物的毒性效應

在研究95%草銨膦原藥對大型溞的48 h急性毒性試驗中，草銨膦濃度范圍為0.1～102.4 mg·L-1，接觸藥液后0～8 h內，大型溞無特別癥狀；8～24 h內有部分大型溞出現刺激反應遲鈍、游動緩慢等中毒癥狀；而24～48 h內，高濃度中毒的大型溞對刺激反應遲鈍。當草銨膦濃度為6.4 mg·L-1和102.4 mg·L-1時，48 h時均只有一只大型溞死亡，由此可知，95%草銨膦原藥對大型溞的致死中濃度(LC50)均>102.4 mg·L-1，根據農藥毒性等級劃分體系可知，95%草銨膦原藥對大型溞毒性為低毒[19]。

3.1.3 草銨膦對魚類的毒性效應

斑馬魚屬熱帶魚類，由于其產卵量大、胚胎具有光學透明性、與人類基因組具有87%的相似性、在解剖學與分子水平上已證明與哺乳動物相似等特點，已成為研究水生生物毒性效應的常用試驗對象，且斑馬魚的毒性試驗結果大部分適用于人類[41]，因此研究草銨膦對斑馬魚的毒性效應十分必要。

在草銨膦對斑馬魚胚胎的免疫毒性的研究中發現，草銨膦在降低斑馬魚胚胎存活率的同時，還可引起胚胎的一系列形態畸形。當草銨膦濃度為2 μg·L-1和4 μg·L-1時，在受精后48 h(48 hpf)與對照組相比，斑馬魚的胚胎存活率顯著低于對照組。當草銨膦濃度升高至10 μg·L-1時，在72 hpf時胚胎存活率迅速降至60%。且草銨膦暴露可引起斑馬魚胚胎的一系列畸形，當暴露于10 μg·L-1草銨膦中，在48 hpf時觀察到最突出的畸形是卵黃囊水腫，在4～10 μg·L-1草銨膦暴露下72 hpf時觀察到脊柱畸形[42]。在研究不同劑量的草銨膦對斑馬魚胚胎的毒性時發現，1.6 μg·L-1的草銨膦對斑馬魚胚胎有顯著致死作用、1.3 μg·L-1的草銨膦有顯著致畸作用，其中畸形表現為尾部彎曲和阻礙黑色素沉著[43]。胚胎致死可能與生殖細胞的相關基因有關，vasa基因和gcl基因是與生殖細胞發生有關的基因，是動物生殖細胞形成所必需的[44]。將斑馬魚暴露于1.3 mg·L-1的草銨膦中，處理組的vasa基因表達量明顯減少(僅為對照組的30%)[45]。

將海洋青鳉(Oryziasdancena)分別暴露于不同濃度的草銨膦農藥Basta中28 d和42 d，觀察到魚體內出現了多種病理變化，且嚴重程度隨藥物濃度和時間的增加而增加。暴露于Basta中28 d后，在2 mg·L-1處理組的個體中，可觀察到肝臟血竇擴張，有部分白細胞浸潤；4 mg·L-1處理組個體在此基礎上還出現了干細胞固縮現象；8 mg·L-1處理組個體，除以上改變更嚴重、更頻繁外，嚴重的脂質變性、水腫變性和壞死也存在。暴露于Basta中42 d的魚肝臟中，2 mg·L-1處理組的個體出現了水樣變性和肝細胞固縮，并伴有嚴重的白細胞浸潤和纖維化；4 mg·L-1處理組中魚的肝臟除表現出上述所有變化外，還有脂肪變性；8 mg·L-1處理組個體，除上述變化更嚴重外還觀察到壞死[46]。

在研究草銨膦對中華鳑鲏魚的急性毒性時發現，草銨膦濃度為35～43 mg·L-1時，前0～6 h在低濃度下中華鳑鲏魚運動情況與對照組相比無差異；但在較高濃度下，中華鳑鲏魚與對照組相比，顯得躁動不安，上下游動。隨著實驗時間的延長，中華鳑鲏魚大多在底層活動，活力逐漸減弱，游速變得緩慢甚至停止運動；時而側游，對外界刺激反應很遲鈍，最后死亡。由此可知，隨時間和濃度的增加，草銨膦對魚體的毒性增大[47]。

3.1.4 草銨膦對其他水生生物的毒性效應

據文獻報道，蝌蚪長期暴露于15 mg·L-1的草銨膦環境中，乙酰膽堿酯酶和丁酰膽堿酯酶受到抑制，蝌蚪的游泳能力受到影響[48]。對血液中微核紅細胞(ME)的評估是一種廣泛使用的檢測染色體損害的方法。將普通蟾蜍(Rhinellaarenarum)蝌蚪分別暴露于不同濃度(3.75、7.5和15 mg·L-1)的以草銨膦為活性成分的農藥中，觀察微核紅細胞的頻率和其他紅細胞核的異常情況，與陽性對照組(40 mg·L-1環磷酰胺)和陰性對照組(去氯自來水)進行評估和比較。結果顯示，所有實驗組和陽性對照組的48 h紅細胞核異常頻率均顯著高于陰性對照組，而僅陽性對照組和7.5 mg·L-1草銨膦的96 h紅細胞核異常頻率高于陰性對照組。實驗結果表明，暴露于以草銨膦為活性成分的農藥中會使普通蟾蜍蝌蚪的微核紅細胞異常頻率增加[49]。

3.2 草甘膦對水生生態系統的毒性效應

3.2.1 草甘膦對浮游植物的毒性效應

草甘膦中的有機磷對光營養體是有毒的，但對抗草甘膦的浮游植物(如藻類)是有效的，且一定劑量濃度范圍的草甘膦有助于藻類的生長[50]。有研究發現，草甘膦對一些藻類的毒性效應有“低促高抑”現象。在研究草甘膦對銅綠微囊藻和綠色微囊藻的毒性時發現，草甘膦可誘導銅綠微囊藻細胞的凋亡，并促進銅綠微囊藻的毒素釋放；而草甘膦對綠色微囊藻的毒性效應卻表現出明顯的劑量關系，高濃度(2、5和10 mg·L-1)時抑制綠色微囊藻的生長，低濃度(0.2 mg·L-1)時反而能刺激綠色微囊藻的生長[51]。在研究草甘膦異丙胺鹽對球形棕囊藻的刺激效應時發現，高濃度(1～10 mg·L-1)的草甘膦異丙胺鹽可抑制球形棕囊藻細胞生長，而低濃度(0.001～1 mg·L-1)范圍內的草甘膦異丙胺鹽可增加球形棕囊藻的細胞相對增長率，使藻體生長加快[52]。草甘膦異丙胺鹽對赤潮異彎藻具有明顯的毒性效應，高濃度(10 mg·L-1)處理下可引起赤潮異彎藻細胞大量死亡，藻細胞密度以及葉綠素a和可溶性蛋白的含量顯著降低；而低濃度(0.001～1 mg·L-1)處理時，在培養的第3天就能夠顯著增加赤潮異彎藻的細胞密度，葉綠素a含量也明顯高于對照組，表現出毒物刺激效應[53]。

3.2.2 草甘膦對浮游動物的毒性效應

溞科生物是水生生物鏈中的關鍵成員，其繁殖周期短、易培養、對水中的有害物質敏感，是一類較為理想的毒性試驗研究材料。研究草甘膦對大型溞和福壽螺的毒性時發現，草甘膦對大型溞的24 h和48 h的LC50分別為54.12 mg·L-1和51.12 mg·L-1，均屬于低毒；草甘膦對福壽螺的影響具有劑量關系，高濃度可抑制其生長，但相對低濃度(2 mg·L-1，即環境中的濃度)可促進生長，且相對低濃度(10 mg·L-1)的草甘膦能促進福壽螺卵提前孵化，降低福壽螺卵期受到其他傷害的風險[54]。在研究95%草甘膦原藥對大型溞的急性毒性和21 d慢性毒性效應時發現，其對大型溞的48 h半最大效應濃度(EC50)為151.057 mg·L-1，毒性為低毒；慢性毒性試驗發現，草甘膦對大型溞的初次產幼溞的時間、數量、胎數及存活個體的平均體長都有顯著影響，其中3.125 mg·L-1的暴露濃度可顯著減少大型溞產幼溞數量和胎數，而暴露濃度為25 mg·L-1時可顯著延長大型溞初次產卵的時間[55]。

3.2.3 草甘膦對魚類的毒性效應

斑馬魚現已成為毒理學研究的新型評價模型，草甘膦對斑馬魚的毒性效應主要表現在生殖毒性和發育毒性中。

3.2.3.1 草甘膦暴露對斑馬魚的生殖毒性

精子和卵細胞的發育和質量是評估生物生殖能力的重要評價標準。將斑馬魚分別暴露于不同質量濃度的草甘膦(5 mg·L-1和10 mg·L-1)中24 h和96 h后，切除睪丸，分析精子質量，與對照組相比，暴露損害了斑馬魚精子DNA的完整性，破壞了線粒體膜的完整性及其功能，降低了精子活力，從而大大降低了斑馬魚的生殖能力[56]。精子質量的變化與基因表達密切相關。將斑馬魚暴露于草甘膦(0.01、0.5和10 mg·L-1)中21 d后，在10 mg·L-1時檢測到睪丸中hsd3b2、cat和sod1基因表達上調；草甘膦暴露影響了睪丸的類固醇激素合成，使得部分基因表達上調，從而對雄性斑馬魚的生殖功能產生了不利影響[57]。

雌性斑馬魚卵母細胞和相關基因表達的異常也是毒性效應的表現。將斑馬魚卵巢體外暴露于草甘膦(65 μg·L-1)中15 d后，形態學研究與對照相比無明顯變化；但其卵母細胞直徑增加，可能與類固醇生成因子-1(SF-1)的表達有關；同時，卵巢超微結構出現異常，發現有同心膜和髓磷脂樣結構，草甘膦對卵母細胞產生的這些不利影響直接影響到其繁殖功能[58]。將斑馬魚暴露于草甘膦中，發現其卵巢中cyp19a1與ers1基因表達顯著上調。cyp19a1上調的可能原因是草甘膦暴露引起類固醇激素的機制反饋，抑制了芳香化酶的轉錄反應，增加了芳香酶以維持類固醇激素的比率；ers1上調是卵巢為維持雌激素通路產生的一種代償機制的結果；基因表達上調間接影響卵巢的功能，減少了產卵量[57]。

3.2.3.2 草甘膦暴露對斑馬魚的發育毒性

斑馬魚暴露于草甘膦(32.5、65和130 μg·L-1)中可引起斑馬魚的細胞毒性，直接影響到細胞膜的完整性，抑制線粒體的活動，使斑馬魚呼吸活動減少[59]。將4 hpf的斑馬魚暴露于1、5、10和100 mg·L-1質量濃度的草甘膦中96 h后，觀察到高濃度暴露下斑馬魚的鰓部位活性氧簇(ROS)增加，而低濃度暴露下斑馬魚的ROS減少或無明顯改變。大量的ROS可誘發斑馬魚的細胞凋亡，導致斑馬魚出現心包水腫、脊柱彎曲等器官畸形[60]。

草甘膦對水生生物存在潛在毒性，其對斑馬魚的生育毒性主要發生在早期[35]。將斑馬魚幼苗暴露于0、0.01、0.065和0.5 mg·L-1質量濃度的草甘膦中96 h后，受精后7 d(7 dpf)時可觀察到其體長明顯縮短，且暴露于高濃度的草甘膦中還可觀察到眼距也明顯縮短[61]。將4 dpf的斑馬魚暴露于0～400 mg·L-1的草甘膦中，可觀察到體長縮短、眼睛變小、頭部縮小等形態損傷，且濃度越高，形態損傷越明顯；而當草甘膦濃度達到600 mg·L-1時，斑馬魚胚胎將無法存活[62]。將斑馬魚胚胎暴露于草甘膦中，觀察24、48、72和96 h的發育毒性，發現暴露時間越長，其胚胎和幼苗的存活率越低，胚胎孵化率也隨時間增長而降低[63]。

心臟是生物體中最重要的器官之一，較大劑量有機磷農藥會造成心臟的損害。將5 hpf的斑馬魚暴露于50 μg·L-1的草甘膦中培養至48 hpf，結果發現草甘膦可損害斑馬魚心臟發育，導致心房心室結構異常、心臟循環無規律、內臟逆位和心率失常[64]。

草甘膦對草魚、鰱魚和鯽魚的96 h-LC50分別為0.2518、0.2588和0.2599 mg·L-1，按現行農藥對魚類毒性的分級標準，草甘膦屬于高毒性，且隨著時間的延長，草甘膦對這3種魚的急性毒性逐漸增高[65]。在不同類型的水體中，草甘膦對水生生物的毒性效應也不一樣，有研究顯示，草甘膦對硬水中小鮭魚的毒性小于對軟水中小鮭魚的毒性[66]。

3.2.4 草甘膦對其他水生生物的毒性效應

0.82～1.23 mL·L-1的41%草甘膦異丙胺鹽(水劑)可使黑斑蛙的肝臟、皮膚和腎臟中的SOD和CAT活性在30 d內均有升高趨勢；而1.64～2.87 mL·L-1范圍內0～20 d內SOD和CAT的活性均有增強，而20～30 d內活性降低，表現出劑量效應和時間效應[67]。

4 結論與展望(Conclusion and prospect)

(1)草銨膦和草甘膦均為滅生性廣譜除草劑，也是目前世界上使用最多的2種有機磷類除草劑，它們在水中的溶解度大，通過它們在水環境中降解行為的研究，發現2個農藥在水環境中黑暗條件下降解都非常緩慢，自然光條件下降解也非常慢，在多地自然水體中均有檢測到草銨膦和草甘膦的殘留。2種農藥在水環境中會對水生生物產生影響并通過生物累積和食物鏈傳遞給人類，給環境和人類健康帶來潛在威脅，因此研究2種農藥在水環境中的污染狀況及其遷移轉化規律非常重要。草銨膦和草甘膦在水環境中的降解規律雖有相關報道，但它們在水環境中遷移轉化規律研究尚非常缺乏，尤其是在生物體中富集研究應受到重視。

(2)關于2種除草劑對水生生態系統的毒性影響研究中，草甘膦的研究報道較草銨膦的略多，研究結果顯示，2種農藥均對水環境中藻、魚和溞等典型生物的生長和發育具有一定毒性。2種農藥的毒性研究中大多集中于較高濃度引起的急性毒性，對接近環境中污染物濃度的低劑量暴露情況研究較少，因此，開展環境濃度水平的低劑量暴露毒性研究是今后研究的重點。值得注意的是，2種農藥在使用時，有時為了達到更好的防治效果，常與其他農藥助劑或其他藥效的農藥一起使用，因此，應多關注農藥在聯合用藥時的綜合影響。

(3)現代毒理學研究認為，污染物與生物體之間的相互作用都始于分子水平，且在分子水平上生物體之間的共性最大，因此在分子水平上開展草銨膦和草甘膦污染環境的早期診斷和生態風險評價會成為其毒理學研究的熱點之一。

(4)草銨膦是一種手性農藥，L-草銨膦是活性體，D-草銨膦是無效體，由于對映異構體間的生物學性質迥異，為了對手性除草劑草銨膦對人類健康和生態系統的風險作出準確評價，有必要在手性層面上深入研究草銨膦的環境行為和毒性效應。

(5)希望更加重視農藥對水環境及其生物的毒害效應，在達到理想除草效果的前提下，可以考慮減小農藥殘留和對水生生態系統的影響。