甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)蓄積的研究

邢殿樓，王華，王麗，王偉，雷衍之

(大連海洋大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，遼寧大連 116023）

甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)蓄積的研究

邢殿樓，王華，王麗，王偉，雷衍之

(大連海洋大學(xué)生命科學(xué)與技術(shù)學(xué)院，遼寧大連 116023）

在室外人工水生生態(tài)試驗裝置中，采用放射性同位素示蹤技術(shù)研究了14C標(biāo)記的甲磺隆在尼羅羅非魚Oreochromis niloticus體內(nèi)的蓄積過程。結(jié)果表明:尼羅羅非魚不同組織器官對甲磺隆的蓄積量存在一定差異，雖然魚體肌肉中的放射性比活度在各器官中最低，但肌肉對放射性標(biāo)記物的蓄積量最高;甲磺隆在魚體不同組織器官內(nèi)的蓄積與排出達(dá)到動態(tài)平衡所需的時間不同，魚內(nèi)臟中達(dá)到平衡時所需時間最短，而魚軀干部所需時間最長，魚內(nèi)臟對甲磺隆表現(xiàn)為清除排出，而魚頭部和軀干部對甲磺隆均表現(xiàn)為先吸收蓄積，然后再逐漸轉(zhuǎn)化為清除排出。

14C－甲磺隆;尼羅羅非魚;蓄積

隨著新品種除草劑的不斷開發(fā)和大量使用，除草劑對生態(tài)環(huán)境及生物的影響已引起人們的關(guān)注［1］。甲磺隆 (Metsulfuron－methyl）是一種高效的磺酰脲類除草劑，在世界各地被廣泛使用于小麥、玉米、水稻等作物種植中闊葉雜草的防治［2］。雖然人們對甲磺隆在環(huán)境中的行為和降解機制已有了一些研究［3－6］，但在使用過程中發(fā)現(xiàn)，甲磺隆在土壤中極低的殘留量就可能影響后茬作物 (如油菜等）的生長［7］。除此之外，甲磺隆還具有淋溶性，有較強的隨水遷移能力［8］，特別是將甲磺隆施用于農(nóng)田后，可能有部分甲磺隆在天然降水、農(nóng)業(yè)灌溉等因素的作用下進入到農(nóng)田附近的池塘中，或是隨地表徑流進入到河流、水庫或湖泊中。雖然甲磺隆屬低毒類除草劑，但 Wendt－Rasch等［9］和 Cedergreen 等［10］發(fā)現(xiàn)，水環(huán)境中的甲磺隆會對水生生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性產(chǎn)生影響，Miron等［11］的研究也證實，甲磺隆會明顯影響魚腦組織中乙酰膽堿酶 (AChE）的活性，特別是水產(chǎn)品中高濃度甲磺隆的蓄積可能會影響水產(chǎn)品的質(zhì)量。

目前甲磺隆除草劑主要在中國長江流域及其以南地區(qū)使用，這些地區(qū)的農(nóng)田附近多有一些池塘，隨著降水等地表徑流導(dǎo)致甲磺隆進入池塘中，從而對池塘中的水生動物產(chǎn)生影響。本研究中，作者采用人工模擬的池塘水生生態(tài)體系，利用14C標(biāo)記的甲磺隆作為示蹤劑，以尼羅羅非魚Oreochromis niloticus作為模式生物，考察進入到水體中的甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)的蓄積過程，旨在為甲磺隆除草劑在使用過程中的環(huán)境風(fēng)險性評價以及水產(chǎn)品的食品安全監(jiān)測提供一些依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料與試驗裝置

尼羅羅非魚取自浙江杭州華家池農(nóng)場，經(jīng)馴養(yǎng)后放入在試驗系統(tǒng)中，共計50尾，平均干重為0.5 g。

14C－甲磺隆 (14C標(biāo)記在三嗪4位雜環(huán)碳上）由中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院北京原子能利用研究所提供，放射性比活度為4.55×104Bq/mg，放射化學(xué)純度為97.3%，化學(xué)純度為96.2%。

水生生態(tài)試驗裝置是一個玻璃水族箱 (95 cm×70 cm×45 cm），內(nèi)裝150 kg浙江華家池地區(qū)的小粉土 (pH為6.8，有機質(zhì)為19.5 g/kg，交換性總酸為0.05 cmol/kg，交換性鈣為11.8 cmol/kg，交換性鎂為1.5 cmol/kg，黏粒12.5 g/kg）作為底泥。在試驗裝置內(nèi)加入自來水，控制底泥上覆水的體積為100 L，并放入適量金魚藻Bellamya purificata和紫背浮萍Spirodela polyrhiza。

1.2 方法

稱取105.5 mg14C－甲磺隆固體溶于少量甲醇中，然后均勻加入試驗系統(tǒng)中。試驗過程中不充氣，不投餌，每隔兩天加入少量水，以使上覆水的體積保持在100 L。在加入14C－甲磺隆后2、4、12 h和1、2、4、6、10、15、20、30、45 d時隨機取尼羅羅非魚3尾。每次取出的尼羅羅非魚樣品先在自來水中充分沖洗至水中無放射性物質(zhì)檢出，然后將魚體解剖為頭部、軀干部和內(nèi)臟三部分。所有生物樣品均在60℃下干燥至恒重后，用分析天平稱重，然后采用生物氧化燃燒儀 (Harvey Biological Oxidizer，OX－400）燃燒制樣。燃燒生成的14CO2用自制的閃爍液 (PPO 5 g+POPOP 0.4 g+二甲苯475 mL+乙醇胺175 mL+乙二醇乙醚350 mL）吸收，并用液體閃爍計數(shù)器 (Wallac Winspectral 1414）測量吸收液的放射性活度。

將45 d時取出的尼羅羅非魚樣品分為頭、鰓、鱗片、鰭、骨、肉和內(nèi)臟，分別置于液體閃爍計數(shù)瓶中，稱重后在閃爍計數(shù)瓶中加入體積分?jǐn)?shù)為60%的HClO40.2 mL和H2O20.2 mL，于60℃下消化12 h，然后加入固體NaOH調(diào)整pH至中性，加入自制閃爍液后測定放射性活度，經(jīng)校正，計算甲磺隆在尼羅羅非魚體各部分的蓄積。

試驗結(jié)束時，取水樣1 mL，置于閃爍計數(shù)瓶中，加入2 mL乙二醇乙醚助溶，再加入5 mL自制閃爍液，充分搖勻后用液體閃爍計數(shù)器測量放射性活度，計算水中甲磺隆的總放射性活度。取0～3 cm表層底泥樣品少許，置于通風(fēng)櫥內(nèi)風(fēng)干，干燥后經(jīng)粉碎稱重，采用生物氧化燃燒儀燃燒制樣，經(jīng)校正，計算底泥中甲磺隆的含量。每次測定設(shè)3個重復(fù)。

2 結(jié)果與討論

2.1 甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)的分布

45 d時甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)各部分的放射性比活度的平均值如圖1所示。放射性物質(zhì)在魚體各部分中的比活度大小依次為:鰓＞鱗、鰭＞內(nèi)臟＞骨＞頭＞肌肉。生物蓄積是有機污染物進入魚體內(nèi)最主要的一種方式，大約有67%的有機污染物在魚體內(nèi)會出現(xiàn)生物放大的現(xiàn)象［12］。鰓是尼羅羅非魚的主要呼吸器官，魚鰓的特定結(jié)構(gòu)增加了鰓與水的接觸面積，魚在呼吸過程中大量的水不停地流過魚鰓，導(dǎo)致水中放射性標(biāo)記物進入魚鰓。Randall等［13］的研究證實，魚鰓是魚體吸收水中農(nóng)藥的重要器官，大部分的1，2，3，4－四氯苯是通過鰓進入鮭鱒Salmo trutta的體內(nèi)。尼羅羅非魚鱗和鰭的放射性比活度也較高，可能是由于鰭和鱗直接與外界水環(huán)境接觸所致，魚的表皮中分布有大量的單細(xì)胞黏液腺，能不斷向體表分泌黏液，甲磺隆可能部分被吸附在黏液中。雖然尼羅羅非魚內(nèi)臟中的放射性比活度低于鰓、鰭和鱗片，但明顯高于魚體其它部分。內(nèi)臟是魚體新陳代謝最活躍的器官，進入魚體中的物質(zhì)主要通過內(nèi)臟進行吸收和再分配。Cazenave等［14］認(rèn)為，魚體對微囊藻毒素的吸收主要是利用鰓和消化道，通過鰓的呼吸作用或食物鏈進入魚體內(nèi)，再通過血液循環(huán)進入到魚軀體的其它部分。作者在前期的研究中也發(fā)現(xiàn)，尼羅羅非魚的內(nèi)臟對進入水環(huán)境中的甲磺隆具有極高的生物富集系數(shù)，這與Edginton等［15］的研究結(jié)果相似。Edginton等［15］認(rèn)為，白鮭、鯉和羅非魚主要通過內(nèi)臟中的膽囊、消化道和肝臟來富集水中的除草劑——阿特拉津。本試驗中，雖然肌肉中的放射性比活度是魚體各部分中最低的，但仍高于45 d時水中的放射性比活度，說明進入水體中的甲磺隆已在尼羅羅非魚體內(nèi)蓄積。

圖1 45 d時甲磺隆在魚體各部分的分布Fig.1 The distribution of metsulfuron－methyl residues in different parts of the fish at 45 days

圖2為45 d時甲磺隆在魚體各部分蓄積量的相對比例，其大小依次為:肌肉＞內(nèi)臟＞頭部＞鱗、鰓＞骨＞鰭，可見尼羅羅非魚魚體各部分的質(zhì)量對甲磺隆殘留物蓄積量的影響比較明顯。尼羅羅非魚肌肉的總質(zhì)量明顯高于魚體其它各組成部分，雖然肌肉中的放射性比活度是魚體各部分中含量最低的 (圖1），但其蓄積放射性標(biāo)記物的總量卻是最高的。這說明如果進入到池塘水生生態(tài)系中的甲磺隆除草劑被魚體吸收，魚體肌肉將是甲磺隆的最大蓄積庫。甲磺隆在魚內(nèi)臟中的蓄積量低于肌肉，但明顯高于魚體其它部分，特別是魚的內(nèi)臟便于取樣，因此可以將尼羅羅非魚內(nèi)臟作為魚體受到甲磺隆除草劑污染的指示器官。尼羅羅非魚頭部、鱗、鰓等魚體其它組織器官對甲磺隆的蓄積量大致相當(dāng)。

圖2 45 d時甲磺隆殘留物在魚體各部分積累量的相對比例Fig.2 Relative percentages of metsulfuron－methyl residues in different parts of the fish at 45 days

2.2 甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)的蓄積過程

甲磺隆屬于磺酰脲類除草劑，其分子結(jié)構(gòu)是由苯環(huán)、磺酰脲橋及均三嗪雜環(huán)組成。進入到天然水體中的甲磺隆會發(fā)生化學(xué)降解，在降解過程中，甲磺隆分子中脲橋鍵上的羰基碳易受水分子等帶電基團的親核進攻，導(dǎo)致脲橋鍵斷裂，使母體化合物分解為氨磺酰和氨基雜環(huán)化合物。特別是在酸性條件下，甲磺隆母體化合物更易受氫質(zhì)子的進攻，水解就更為強烈。甲磺隆降解半衰期與水環(huán)境條件(溫度、pH、光照強度等）有關(guān)，并且在降解過程中可能有部分甲磺隆降解物以CO2形式進入到大氣中［4］。本試驗結(jié)果表明，14C－甲磺隆及其放射性降解物在水和底泥中的總量與14C的加入量基本相同，說明甲磺隆及其降解產(chǎn)物未從試驗系統(tǒng)中明顯流失。由于14C標(biāo)記在甲磺隆分子的均三嗪雜環(huán)上，所以本試驗中檢測到的放射性總量應(yīng)包括甲磺隆母體化合物和均三嗪雜環(huán)等進一步降解產(chǎn)物，是甲磺隆及其含14C標(biāo)記的放射性降解產(chǎn)物的總量。

甲磺隆進入到人工水生生態(tài)系統(tǒng)后，會由水向系統(tǒng)中的底泥、水生動物和水生植物等其它環(huán)境介質(zhì)遷移。Clark等［16］認(rèn)為，對農(nóng)藥在環(huán)境中遷移的各種描述都是在用不同的方法解釋相同的問題，常用的分析農(nóng)藥在環(huán)境介質(zhì)中蓄積的數(shù)學(xué)模型是庫系統(tǒng)模型。室外人工模擬的池塘水生生態(tài)試驗系統(tǒng)應(yīng)屬于開放式多庫系統(tǒng)，但試驗系統(tǒng)中14C放射性標(biāo)記物的總量未發(fā)生變化，因此可以將甲磺隆存在的人工水生生態(tài)系統(tǒng)簡化為封閉系統(tǒng)。此外，由于尼羅羅非魚體內(nèi)放射性標(biāo)記物的蓄積總量與體系中14C標(biāo)記物的總量相比可以忽略，所以可以把尼羅羅非魚個體從多庫系統(tǒng)中獨立出來，認(rèn)為在外部系統(tǒng)中放射性標(biāo)記物總量未變的條件下，尼羅羅非魚個體可歸屬于一個單庫系統(tǒng)，這樣有利于探討甲磺隆在魚體內(nèi)的蓄積過程。魚體對甲磺隆的蓄積作用取決于水中甲磺隆的含量、蓄積時間及魚體對甲磺隆的排出能力等因素。甲磺隆在尼羅羅非魚各組織器官內(nèi)的蓄積速度與單位時間內(nèi)魚體吸收甲磺隆的速度以及清除速度有關(guān)。當(dāng)水環(huán)境中的甲磺隆在魚體內(nèi)蓄積的同時，也存在著甲磺隆在魚體內(nèi)代謝轉(zhuǎn)化與清除的過程。為了進一步闡明甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)各部分的蓄積過程，考慮到水中甲磺隆濃度變化和魚體各部分蓄積甲磺隆含量的變化，可建立如下甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)的蓄積動力學(xué)模型:

式中:M為魚體各部分的重量 (mg）;dc/dt為單位時間內(nèi)生物體所蓄積甲磺隆的放射性活度(Bq/g·d）;Ci代表甲磺隆在魚體各部分中的放射性活度 (Bq/g）;Co代表魚體排出甲磺隆的放射性活度 (Bq/g）;R是單位時間內(nèi)魚體所蓄積甲磺隆的量 (Bq/d）;α和β分別代表單位時間內(nèi)進入魚體內(nèi)和從魚體內(nèi)排出的甲磺隆的遷移系數(shù) (d－1）。

將式 (1）兩邊除以M得

式中:dc/dt在一定的相鄰時間段內(nèi)可變換為Δc/Δt，則

式中:ti和ci指在ti時刻魚體內(nèi)蓄積甲磺隆的放射性活度ci;ti+1和ci+1指在ti+1時刻魚體內(nèi)蓄積甲磺隆的放射性活度ci+1。對于ci、ci+1和Ci，可由試驗數(shù)據(jù)直接代入，Co是魚體外甲磺隆的放射性活度，可用水中甲磺隆的放射性活度來代替。對于甲磺隆在同一尼羅羅非魚體內(nèi)相鄰時間段內(nèi)遷移過程的差異可以忽略，系數(shù)α和β值可認(rèn)為是1。這樣將試驗結(jié)果代入式 (4），可以計算出r值。如果r值為正，表示尼羅羅非魚對甲磺隆的吸收速率超過清除速率，魚體對甲磺隆的吸收過程占主導(dǎo)趨勢;如果r值為負(fù)，表示魚體對甲磺隆的排出速率超過吸收速率，排出過程占主導(dǎo)趨勢;如果r值為零，表示此時甲磺隆在魚體內(nèi)的吸收速率和排出速率相等，吸收過程與排出過程達(dá)到相對平衡。因此，r值既可用來反映甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)吸收速率與排出速率間的關(guān)系，也可以代表甲磺隆在魚體內(nèi)蓄積速率的變化。甲磺隆在尼羅羅非魚的內(nèi)臟、頭部和軀干部的r值隨時間變化如圖3所示。

從圖3可見，甲磺隆在尼羅羅非魚不同組織器官內(nèi)的蓄積過程存在差異。雖然均存在以吸收趨勢為主變成以排出為主，但兩個過程所需的時間卻不同，且蓄積速率的大小也不同。尼羅羅非魚內(nèi)臟對剛進入水中的甲磺隆的蓄積速率非常高，然后在6 h內(nèi)就迅速變成以代謝排出為主，且在以后的試驗時間內(nèi)r值均保持為負(fù)值，表明魚內(nèi)臟先吸收積累大量甲磺隆，然后再排出，以適應(yīng)外界水質(zhì)的改變。同時，魚內(nèi)臟在6 h后的蓄積速率的絕對值隨時間延長逐漸降低，表明魚內(nèi)臟已適應(yīng)甲磺隆的影響。

從圖3還可見，尼羅羅非魚頭部和軀干部對甲磺隆殘留物在試驗前期表現(xiàn)為以吸收積累為主，在試驗后期表現(xiàn)為以代謝排出為主，但魚頭部的代謝排出能力明顯高于魚體軀干部。魚頭部在10 d后表現(xiàn)為由吸收積累轉(zhuǎn)化為代謝排出，魚體軀干部則在20 d后才由吸收積累為主轉(zhuǎn)化為代謝排出為主。這表明魚體軀干部作為環(huán)境污染物的蓄積庫，在水生生態(tài)系統(tǒng)中14C的總量未發(fā)生明顯變化的條件下，魚體軀干部對甲磺隆的蓄積能力更強，甲磺隆在魚體內(nèi)的蓄積會更持久。

3 結(jié)論

甲磺隆可在尼羅羅非魚體內(nèi)形成生物蓄積，其在魚體內(nèi)的分布是不均勻的。尼羅羅非魚內(nèi)臟對甲磺隆的蓄積量較高，可作為甲磺隆除草劑污染的生物指示器官。雖然尼羅羅非魚肌肉中的放射性比活度是魚體各部分中最低的，但其對甲磺隆殘留物的蓄積量卻是最高的。

對甲磺隆在尼羅羅非魚體內(nèi)蓄積過程的分析結(jié)果表明，魚體不同組織器官對甲磺隆的蓄積存在一定差異。尼羅羅非魚內(nèi)臟可在極短時間內(nèi)對甲磺隆表現(xiàn)為以代謝排出為主，但魚頭部和軀干部對甲磺隆殘留物均先表現(xiàn)為以吸收積累為主，再轉(zhuǎn)化為以代謝排出為主，而魚軀干部對甲磺隆的蓄積能力則更強。

圖3 甲磺隆在魚內(nèi)臟、頭部、軀干中蓄積速率的變化Fig.3 Dynamic accumulation rates of metsulfuron residues in viscera，head，and trunk of the fish

［1］ Gevao B，Semple K T，Jones K C.Bound pesticide residues in soils:a review［J］.Environmental Pollution，2000，108:3 －14.

［2］ Zanini G P，Maneiro C，Waiman C，et al.Adsorption of metsulfuron－methyl on soils under no－till system in semiarid Pampean Region，Argentina［J］.Geoderma，2009，149:110 －115.

［3］ Hemmamda S，Calmon M，Calmon J P.Kinetics and hydrolysis mechanism of chlorsulfuron and metsulfuron － methyl［J］.Pesticide Science，1994，40:71 －76.

［4］ 汪海珍，徐建民，謝正苗，等.土壤環(huán)境中除草劑甲磺隆降解的研究:I.土壤性質(zhì)的影響應(yīng)用［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2003，14(1）:79－84.

［5］ Caselli M.Light－induced degradation of metsulfuron－methyl in water［J］.Chemosphere，2005，59:1137 －1143.

［6］ 潘慧云，李小路，徐小花，等.甲磺隆對沉水植物伊樂藻的生理生態(tài)效應(yīng)研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2008，29(7）:1844 －1848.

［7］ Ye Q F，Sun J H，Wu J M.Causes of phytotoxicity of metsulfuron －methyl bound residues in soil［J］.Environmental Pollution，2003，126:417－423.

［8］ Sondhia S.Leaching behaviour of metsulfuron in two texturally different soils［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2009，154:111－115.

［9］ Wendt－ Rasch L，Pirzadeh P，Woin P.Effects of metsulfuron methyl and cypermethrin exposure on freshwater model ecosystems［J］.Aquatic Toxicology，2003，63:243 －256.

［10］ Cedergreen N，Streibig J C，Spliid N H.Sensitivity of aquatic plants to the herbicide metsulfuron － methyl［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2004，57:153 －161.

［11］ Miron D S，Crestani M，Shettinger M R，et al.Effects of the herbicides clomazone，quinclorac，and metsulfuron methyl on acetylcholinesterase activity in the silver catfish(Rhamdia quelen）(Heptapteridae）［J］.Ecotoxicology and Environmental Safety，2005，61:398－403.

［12］ Gray J S.Biomagnification in marine systems:the perspective of an ecologist［J］.Marine Pollution Bulletin，2002，45:46 －52.

［13］ Randall D W，Connell D S，Yang R，et al.Concentration of persistent lipophilic compounds are determined by exchange across the gills and not through the food chain［J］.Chemosphere，1998，37:1263－1280.

［14］ Cazenave J，Wunderlin D A，Bistoni M A，et al.Uptake，tissue distribution and accumulation of microcystin－RR inCorydoras paleatus，Jenynsia multidentataandOdontesthes bonariensis:A field and laboratory study［J］.Aquatic Toxicology，2005，75:178－190.

［15］ Edginton A N，Rouleau C.Toxicokinetics of14C －Atrazine and its metabolites in stage － 66Xenopus laevis［J］.Environmental Science and Technology，2005，39:8083 －8089.

［16］ Clark K E，Gobas F A P C，Mackay D.Model of organic chemical uptake and clearance by fish from food and water［J］.Environmental Science and Technology，1990，24:1203 －1213.

Accumulation of metsulfuron－methyl residues in Nile tilapia Oreochromis niloticus

XING Dian-lou，WANG Hua，WANG Li，WANG Wei，LEI Yan-zhi
(School of Life Science and Technology，Dalian Ocean University，Dalian 116023，China）

Accumulation of metsulfuron－methyl residues in Nile tilapiaOreochromis niloticuswas studied under simulated pond conditions by14C isotopic tracer technique.The quantity of metsulfuron－methyl residues were found different in the fish tissues.Compared with other tissues of fish，the maximal amount of accumulated metsulfuron－methyl was observed in the flesh，even though the minimal concentration of metsulfuron－methyl residues in the same tissue.The dynamic of metsulfuron－methyl residues in the fish tissues demonstrated that the duration for reaching the balance between the accumulation and elimination was found different.The less required duration was found in the fish viscera and more required duration in the truck for the balance.The tendency of metsulfuronmethyl residues in fish viscera was expressed as elimination，whereas the fish head and truck showed accumulation at the initial stages of the experiment，and then it gradually changed to elimination.

C14－ metsulfuron－methyl;Nile tilapia;accumulation

X174

A

2095－1388(2011）01－0012－05

2010－05－05

遼寧省教育廳高等學(xué)?？蒲杏媱濏椖?(2009A175）

邢殿樓 (1953－），男，高級實驗師。E－mail:xingdianlou@dlou.edu.cn

王華 (1973－），男，博士，副教授。E－mail:wanghua@dlou.edu.cn