阿特拉津環境危害及污染防治對策

高 遠 楊 帆 秦 景

（1.水利部松遼水利委員會，吉林 長春 130021；2.松遼流域水資源保護局，吉林 長春 130021；3.中國水利水電科學研究院，北京 100044）

阿特拉津又名莠去津，化學名為2-氯-4-乙胺基-6-異丙氨基-1,3,5-三嗪，分子式為C8H14ClN5，是一種人工合成的三嗪苯類除草劑，劑型主要為40%懸浮劑，是選擇性內吸傳導型苗前、苗后除草劑。北方旱區作物的常用除草劑，主要適用于玉米、高粱、果園和林地等，使用量呈逐年增長趨勢。阿特拉津的使用，大大促進了世界精耕農業和效益農業的發展。阿特拉津是一種低毒除草劑，但在施用過程中有20%～70%會長期殘留與土壤中，并且結構穩定，水溶性強，半衰期長，難以降解。因此，隨著時間的推移，阿特拉津的污染全球性、環境持久性和內分泌干擾等特性所引起的環境與健康問題，引起了世界各國的高度重視。

1 阿特拉津應用概況

阿特拉津由Geigy化學公司1952年研制開發，于1959年在瑞士投入商業生產。由于具有優良的殺草功效且價格便宜，很快在世界各國得到了廣泛應用和推廣，目前世界有80多個國家使用。有研究顯示在美國，阿特拉津是最廣泛使用的除草劑之一，每年噴撒量達4000t，占除草劑使用總量的60%；日本每年的阿特拉津生產量約為1750t；瑞典1986年阿特拉津的使用量達120 t[1]。中國從20世紀80年代初開始使用阿特拉津，且使用量呈逐年增加趨勢。中國在1996年阿特拉津的全年使用量為1800t（有效成分），l998年為2130t，1999年為2205t，2000年則上升至2835t，用量以每年20%的速度遞增，而2001年阿特拉津在中國的使用量躍升至5000t，由此引起的環境問題不容忽視。

2 阿特拉津分布

阿特拉津施用后，大部分進入到土壤，并且20%～70%的殘毒隨著降雨產生的地表徑流進入河流、湖泊和水庫等。阿特拉津在世界范圍內推廣和應用已有50多年歷史，由于具有較低的蒸氣壓、較好的水溶性和較小的吸附系數，致使曾經大量使用阿特拉津的國家在其地表水、地下水和土壤中均發現阿特拉津的殘留。并且阿特拉津在環境中結構穩定、難以降解，半衰期可達150～180 d。

2.1 國內分布情況

目前，我國長江、黃河、淮河和遼河等流域的地表水中均檢測到殘留的阿特拉津，某些地區的水庫和土壤，甚至地下水中也陸續發現其殘留，這其中以張家口地區的洋河水系最為嚴重[2]。洋河附近的農藥廠多年生產，并向洋河排放阿特拉津含量較高的廢水，由此引發多次大面積農田污染事件。在1987年和1994年均發現洋河水中阿特拉津嚴重超標，分別為1137 ug/L和523ug/L，直接導致位于洋河下游的北京市官廳水庫中阿特拉津濃度高達0.67～3.90ug/L。任晉[2]等對張家口地區的洋河水系及地下水進行了普查，在130 m 深的井水中阿特拉津的有毒代謝物脫乙基阿特拉津(DEA)濃度高達7.2ug/L，判斷其已進入地下水層，且地下水中有毒代謝物DEA和脫異丙基阿特拉津(DIA)的含量是母體阿特拉津濃度的6～l0倍，從而被認為是地下水污染的重要因素。嚴登華等[3]系統剖析了東遼河流域地表水中阿特拉津含量和富集特征的時空差異。發現東遼河流域旱田分布區和非旱田分布區的地表水中，平均含量分別為9.71和8.854ug/L，在干流下游形成了分布的高值區，7月是該流域地表水中阿特拉津含量最高時期，可達18.93ug/L。楊敏娜等[4]的調查研究表明，我國長江泰州和南通段的阿特拉津污染嚴重。水中阿特拉津濃度在0.10～64.49ug/L，檢出率達100%。隨著使用時間的延長，阿特拉津殘留有逐漸增多的趨勢。塔娜等[5]從2003年11月至2004年9月，對太湖梅粱灣水體進行了4次采樣，測定該水域中的阿特拉津含量在0.02～0.6lug/L，并且研究表明，水生生物和太湖生態環境產生不利影響。

2.2 國外分布情況

在美國、歐洲許多國家的地下水、河流、湖泊和港灣中不斷檢測出阿特拉津的殘留。美國工程兵師團堪薩斯管區對堪薩斯城西北部（NWK）艾奧瓦州、內布拉斯州、堪薩斯州和密蘇里州的18個水庫，進行連續10年的水文和水質監測，阿特拉津的檢出率為100%，且在其中14個水庫的水樣中測出阿特拉津的濃度均高于美國環保署規定的臨界值3ug/L。

MARTIN等[6]對加拿大魁北克市Yamaska（亞馬斯卡）河河口附近水域及其支流進行研究時，發現阿特拉津的最高質量濃度都超過了加拿大為保護水生生物而制定的水質標準2ug/kg。

BUSTER[7]曾對瑞典的18個湖泊進行調查，結果均有阿特拉津檢出，其中最高濃度達4ug/L。有研究表明，瑞典的降雨中含有阿特拉津，推斷由于阿特拉津的揮發和風蝕作用，導致阿特拉津會在降雨中出現，從而造成高山湖泊中也有阿特拉津被檢出。

3 阿特拉津的危害

阿特拉津具有內分泌干擾作用，能影響動物類固醇激素的合成。因此，美國、歐共體和日本等國均把它列為內分泌干擾化合物，1997年它被世界野生動物基金會列為環境荷爾蒙物質。AT有類雌激素作用，在環境中雖然含量少，但具有很強的激素效應，低劑量的阿特拉津會導致兩棲動物的幼蟲雄性出現卵巢，出現雌雄同體和脫雄現象。阿特拉津對水生動物如水蚤、水蛭的取食、生長、產卵均有抑制作用。

國內外研究[8,9]表明阿特拉津對水生動植物、兩棲類生物、哺乳動物和人類都有不同程度的損害。研究表明[10,11]

在0.001ug/L的濃度中，淋巴細胞染色體輕微受損，濃度達到0.005ug/L染色體發生顯著損傷。阿特拉津具有致癌作用，長期暴露會導致動物卵巢癌和乳腺癌的發生，有研究調查了66個患卵巢腫瘤的女性，發現有44個病人曾接觸過阿特拉津，阿特拉津對女性內分泌系統可能造成嚴重干擾和破壞。

4 防治對策和措施

4.1 根據土壤類型和雜草數量科學施用

阿特拉津不易被吸附、移動性強，殘留期較長，殘留量會隨著使用量的增加而增加。根據土壤類型、有機質含量以及雜草數量精確施藥量，保證不過量施藥。在沙質土等淋溶性土壤田塊禁止施用。

4.2 使用其它除草劑

根據作物和雜草情況，選擇低毒、易降解、環境殘留低的其他類型除草劑合理施用。

4.3 合理引入微生物加速降解

自然條件下阿特拉津降解十分緩慢，許多研究表明[12，13]一些細菌、真菌、藻類等微生物可以加速降解。煙曲霉、焦曲霉、白腐真菌和菌根真菌都能降解阿特拉津，在培養液中42 d 白腐真菌可是其降解率超過86%。在金魚藻存在的條件下，水中的半衰期僅為5天[14]。在水體、土壤選擇引入合適的微生物，強化人工降解，優化降解途徑，不斷提高降解效率。

4.4 在農田周圍、岸邊建立植被緩沖帶

在農田周圍、岸邊建立植被緩沖帶，由于部分植物具有修復功能，被稱為“綠色過濾膜”，可以安全、有效的保護環境，清除污染物。Singh等[15]用狼尾草進行80d的降解實驗，結果土壤中生物量和脫氫酶活性提高，有 45%的阿特拉津被降解，未種植地降解率僅為 22%。因此植物修復存在巨大的潛力，通過進一步實驗和研究，篩選最佳適合農田周圍和岸邊環境的物種，必將有效的降低阿特拉津對水體和土壤的污染。

4.5 加強阿特拉津檢測

松花江流域是中國重要的商品糧生產基地，玉米主產區，連續多年施用阿特拉津，但目前未檢索到松花江流域阿特拉津污染狀況及其分布的文獻和相關資料。近年，流域中心對輝發河開展的幾次檢測，已發現有阿特拉津檢出，且存在超標情況，但數據尚未公開。對于水體非點源檢測開展較少。前面提到的檢測數據均為科研或調查中所得數據，流域機構或水利部門尚未開展阿特拉津的調查和檢測。無檢測數據作為依據，不能得到有關部門的重視，政府和群眾都不能正確認識其危害。非點源污染必須得到重視，應有長遠的計劃，沒有長期系統的檢測結果，不能為阿特拉津的治理和控制提供依據。因此，必須加強阿特拉津檢測工作，最好能做到長期系統監測，為污染治理提供保證。

目前，對于阿特拉津造成的環境問題仍缺乏有效的解決措施，并且阿特拉津的污染成逐年加重的趨勢，政府部門對他的使用缺乏系統的管理，對他的污染和危害缺乏正確認識，民眾對他認識有限，政府強制性的管理和民眾自發的控制都相當匱乏。因此，流域機構應當核算河流對阿特拉津的承載能力，加大監測的力度；政府要出臺相應的法律法規，對使用者和相關生產企業加強指導和監督、管理；同時，要加強宣傳力度，提高民眾的自我保護意識和環境保護意識。

[1]GIANESSI L P.Lack of data stymecs informed decisions on agricultural pesticides[J].Resources,1987,89(1)∶1-4.

[2]任晉,蔣可,周懷東.官廳水庫水中阿特拉津殘留的分析及污染來源[J].環境科學,2002,23(1)∶126-128.

[3]嚴登華,何巖,王浩.東遼河流域地表水體中Atrazine 的環境特征[J].環境科學,2005,26(3)∶203-208.

[4]楊敏娜,周芳,孫成,等.長江江蘇段有毒有機污染物的殘留特征及來源分析[J].環境化學,2006,25(3)∶375-376.

[5]塔娜,馮建芳,孫成,等.太湖梅粱灣水體中阿特拉津的毛細管氣相色譜法測定[J].環境污染與防治,2005,27(8)∶634-636.

[6]Martun M,Hagege A.Use of the strazine ring of atrazine by stable bacterial mixed cultures[J].Analy Chim Acta,1998,373∶161-165.

[7]Buster H R.Atrazine and other S-trazine herbicides in lakes and rains in Switzerland[J].Environ Sci Technol,1990,24∶1049-1058.

[8]萬年升,顧繼東,段舜山.阿特拉津生態毒性與生物降解的研究[J].環境科學學報,2006,26(4)∶552-560.

[9]Thonm B Moorman.National soil tilth laboratory[M].US：USDA-Agricultrual Research Service,Ames,Iowa,1999.

[10]Suanne W A.Sensitive enzyme immunoassay for the detection of atrzine based upon sheep，antibodies analytical letters[M].Toronto：Academic Press Lnc,1992∶1317-1408.

[11]Kligerman A D,Doerr C L,Tennant A H,et a1.Cytogenetic studies of three triazine herbicides∶II.In vivo micronucleus studies in mouse bone marrow[J].Mutation Research,Genetie Toxicology and Environmental Mutagenesis,2000,471(1／2)∶107-112.

[12]Mandelbaum R T,A1lan D L,Wackett L P.Isolation and characterization of a Pesudomonas sp∶That mineralizes the s-triazine herbicide atrazine[J].Appl Environ Microbiol,1995,61(4)∶1451-1457.

[13]Bending G D,Frilouxa M,Walkera A.Degradation of contrasting pesticides by white rot fungi and its relationship with ligninolytic potential[J].Fems Microbiology Letters,2002,212 (1)∶59-63.

[14]Rupassara S I, Larson R A,Sims G K.Biodegradation of atrazine in aquatic ecosystems[J].Phytoremediation,Wetlands and Sediments, 2001,6(5)∶181-188.

[15]Singh N,Megharaj M,Kookana R Set al.Atrazine and simazine degradation in Pennisetum rhizosphere[J].Chemosphere,2004,56(3)∶ 257-263.