徐信燡 施春雷

摘 ? 要 ? 多菌靈是一種高效、低毒、內吸、廣譜性苯并咪唑類殺菌劑，廣泛應用于蔬果生產中，但易產生農藥殘留和食品安全問題。綜述了多菌靈在蔬果中的殘留現狀及降解、毒性、毒理學評價、殘留風險評估研究進展。

關鍵詞 ? 多菌靈;殘留;降解;毒性;風險評估

中圖分類號：TS207.5 ? ?文獻標志碼：C ? ?DOI：10.19415/j.cnki.1673-890x.2019.34.011

多菌靈是一種高效、低毒、內吸、廣譜性苯并咪唑類殺菌劑，通過干擾遺傳物質DNA生物合成，尤其是阻止核苷酸的生物合成，干擾病原物的細胞分裂過程，被廣泛用于糧食、棉花、油料作物、水果、蔬菜、花卉等的真菌病害防治中。目前，多菌靈在美國是禁用的，但在中國及歐盟等多個國家（地區(qū)）均允許使用。在我國，多菌靈在蔬菜中的殘留限量為0.1～3.0 mg·kg-1（如白菜類0.5 mg·kg-1，茄果類3.0 mg·kg-1），歐盟的殘留限量為0.1 mg·kg-1，要求相對較高。隨著我國人民物質生活水平的提高，人們對健康食物日益關注，對食物中農藥殘留問題也越發(fā)敏感，因此對我們農業(yè)生產的安全性提出了更高的要求。

1 多菌靈在蔬果中的殘留現狀

多菌靈是蔬菜、水果生產中廣泛使用的一種殺菌劑，不可避免地在蔬果中有一定殘留，尤其是設施蔬菜、水果的殘留發(fā)生率相對更高。金彬研究大棚栽培條件下多菌靈在黃瓜果實上的殘留量變化，發(fā)現大棚黃瓜坐果后向果實直接噴霧，施藥7 d后，殘留量略高于最高殘留限量[1]。田麗等報道了2015—2017年陜西省市售水果中殺菌劑殘留狀況，發(fā)現多菌靈的檢出率和超標率最高，分別為48.2%和2.1%[2]。李運朝等評估河北省番茄和黃瓜中殺菌劑農藥的殘留狀況及居民的膳食攝入風險，其108份番茄和108份黃瓜樣品的殘留分析表明，11.1%的番茄樣品和22.2%的黃瓜樣品檢出了多菌靈殘留[3]。周洪波等測定了多菌靈在獼猴桃上的殘留量，發(fā)現多菌靈在獼猴祧中消解較快，在套袋果實上的半衰期為7.18 d，安全間隔期為5 d;在不套袋果實上的半衰期為5.92 d，安全間隔期為10 d，屬于易降解的農藥（T1/230 d），使用濃度為l∶500水溶液于幼果期均勻噴施1次，28 d后樣品中檢測出的多菌靈殘留量遠低于國際上規(guī)定多菌靈的農殘限量（0.1 mg·kg-1）[4]。研究證明，多菌靈在蔬果中的殘留具有普遍性，但品種間差異顯著。

2 多菌靈的降解研究進展

多菌靈的降解主要為光化學催化降解和生物降解。

2.1 光化學降解

在自然界中多菌靈的光化學催化降解過程非常緩慢，光降解過程符合一級動力學方程，當反應環(huán)境中溶解氧濃度提高時，多菌靈的降解速率也隨之提高。Mazellier等以高壓汞燈和太陽光為光源研究多菌靈的光降解效率，發(fā)現太陽光光源下多菌靈在水媒介體系中主要是間接光降解，證明多菌靈在避光條件下，有很強的穩(wěn)定性;在pH值大于7時可顯著提高其光降解率，羥自由基也可促進多菌靈的光降解[5]。賀君通過高效液相色譜法測定多菌靈的含量，pH對多菌靈水解作用有影響，pH值為12時其水解率最大，達到0.16%，但總體上降解也不明顯;采用太陽光、紫外燈、高壓汞燈3種光源對多菌靈進行光降解，發(fā)現有氧基團顯著影響光降解率，在有氧化基團條件下高壓汞燈的光降解率最高，紫外光其次，太陽光再次;多菌靈的吸附率與土壤及腐植酸的含量呈正相關，在設置試驗條件下分別可達到10.11%和90.89%。

2.2 在動植物中的降解

Rouchaud等研究報道胡蘿卜、草莓、蘋果等植物體內的多菌靈可代謝為2-氨基-苯并咪唑（2AB）、2-氨基-苯甲睛、苯胺等物質[6]。周威發(fā)現，在相同季節(jié)下，大棚種植蔬菜的多菌靈降解率顯著低于露地;在相同種植條件下，夏季的多菌靈降解率要高于溫度相對低的冬季，說明相對封閉的大棚環(huán)境和季節(jié)變化會影響多菌靈在植物中的降解。J. J. Kirkland[7]和Krechniak[8]以同位素示蹤法，研究了鼠、狗、奶牛和母雞體內多菌靈的代謝，發(fā)現多菌靈在動物體內的主要代謝產物是5-HBC和4-HBC。

2.3 微生物對多菌靈的降解

研究發(fā)現某些微生物具有很強的降解多菌靈的能力。Fuchs和Vries發(fā)現假單胞菌能夠代謝多菌靈為2-氨基苯并咪唑[9]。Holtman和Kobayashi等分離培養(yǎng)了5株紅球菌，發(fā)現能在15 d后完全降解培養(yǎng)液中的多菌靈（16 μg·mL-1）[10]。Pattanasupong等從日本稻田中分離得到一種微生物聚生體，在5.5 d內可降解全部的多菌靈[11]。張桂山等分離得到一種以多菌靈為唯一C-N源的羅爾斯通氏菌在24 d的多菌靈降解率為19.16%（500μg·mL-1），在有酵母膏存在時降解率可達95.96%[12]。其后，張麗珍等[13]、高玉爽等[14]、張世恒等[15]分別分離得到短小芽孢桿菌NY97-1、紅球菌屬多菌靈降解菌djl-6和djl-6-2、多菌靈降解菌菌株2-1，均發(fā)現對多菌靈有較好的降解能力，最高降解率達到100%，并發(fā)現金屬元素在降解過程中的作用。

3 多菌靈的毒性和毒理學評價研究進展

3.1 多菌靈的毒性

3.1.1 一般毒性

多菌靈對人和動物的毒性屬于低毒，但長期暴露于含多菌靈的食物，經過消化道的吸收，可積累在動物體內尤其是臟器組織中，從而影響機體的健康。肝臟是最易累積多菌靈的組織器官，多菌靈在肝臟中的累積量大，代謝慢，易發(fā)生肝臟毒性。據文獻報道，大鼠急性經口半數致死濃度（LC50）超過15 000 mg·kg-1;鯉魚TLm（24 h）為40 μg·mL-1以上。熊昭娣等研究農藥對農田環(huán)境及非靶標有益生物的影響，發(fā)現22%多菌靈殺菌劑對斑馬魚處理24、48、72、96 h，LC50分別為8.53、8.39、8.07、7.64 mg·L-1;斑馬魚的安全濃度為0.76 mg·L-1;多菌靈對斑馬魚的毒性屬中毒[16]。新近有學者研究發(fā)現多菌靈對Navicula sp.生長具有抑制作用，24 h的EC50值為2.18 mg·L-1，藻體生長速率在72 h后恢復，葉綠素a的含量與藻體生長速率呈反比[17]。

3.1.2 生殖毒性

大鼠暴露于超過50 mg·kg-1多菌靈環(huán)境中，對睪丸發(fā)育有明顯的抑制作用，睪丸重量減輕，輸精小管萎縮，精子細胞成熟敏感;按大鼠體重灌胃多菌靈（25 mg·kg-1），發(fā)現48 d后大鼠的附睪精子密度減低，活率下降，正常精子數減少，說明小劑量的多菌靈便可減弱雄性大鼠的生殖能力[18]，這可能與多菌靈抑制了雄性生殖器官能量代謝、相關酶的活性和激素的分泌有關。于功昌等發(fā)現每天按體重灌胃多菌靈（100 mg·kg-1或200 mg·kg-1），連續(xù)80 d后，雄性大鼠睪丸和附睪均明顯萎縮，右側睪丸和附睪重量減輕，左側附睪尾精子活率和精子數量降低，作用機制與下調Bcl-2和上調Bax致細胞凋亡增加有關[19]。雄性小鼠暴露多菌靈日糧60 d后配種，發(fā)現多菌靈不影響雌性小鼠的受精率，但顯著降低胎兒的死亡率;受孕初期母鼠暴露于多菌靈中，暴露劑量為35 mg·kg-1時，胎兒死亡率顯著提高，胎盤發(fā)育降低，胎兒重量減少，畸形率提高，多菌靈暴露劑量增加到160 mg·kg-1，則胎兒全部死亡，暴露劑量在8 mg·kg-1以下則未見不良現象[20]。

3.1.3 免疫毒性

有研究發(fā)現大鼠按體重灌胃多菌靈（150 mg·kg-1）105 d，其胸腺和脾臟質量指數顯著降低，并呈線性關系;暴露于300 mg·kg-1或600 mg·kg-1多菌靈，則發(fā)現大鼠胸腺組織出現明顯的纖維化和水腫[21]。

3.1.4 致癌和致突變性

一般認為長期暴露于大劑量多菌靈（雌性小鼠500 mg·kg-1、雄性小鼠1 500 mg·kg-1），會提高小鼠發(fā)生肝臟腫瘤的風險，且呈劑量-反應關系;也有報道大鼠暴露于1 000 mg·kg-1多菌靈120 d，未見此現象[22]。

3.2 毒理學評價

世界衛(wèi)生組織（WHO）報告，多菌靈對人、畜禽、魚等的毒性較低。多菌靈的暴露途徑有飲食攝入、皮膚接觸和呼吸吸入[23]。大鼠經口LC50>15 000 mg·kg-1，經皮LC50>2 000 mg·kg-1，小鼠口服LC50為5 000 mg·kg-1。WHO將多菌靈列為危險化學品[24]，歐盟將多菌靈列為內分泌干擾物[25]，中國農藥毒性分級標準將多菌靈列為低毒殺菌劑，可以在生產中使用[26]。表1總結了多菌靈的急性和慢性毒性。

4 多菌靈殘留風險評估研究進展

多菌靈是一種在蔬果生產中廣泛應用的低毒、高效、廣譜、低成本殺菌劑，生產中大劑量、超范圍、無停藥期地盲目使用多菌靈的現象十分普遍，造成蔬果中多菌靈殘留超標，構成食品安全風險。

豇豆是我國居民喜食的家常菜，因豇豆是花果同期作物，生產過程中極易受病蟲為害，為控制豇豆的病蟲害，無論是豇豆的收獲期還是非收獲期均會使用農藥，無法保證停藥期的落實，農藥殘留隱患嚴重[31-32]。多哥南部地區(qū)[33]、喀麥隆國[34]、我國浙江杭州都檢測出豇豆中農藥殘留;膳食風險評估表明食用加納、尼日利亞、多哥、我國海南等國家和地區(qū)的豇豆攝入有機磷等農藥的風險商均小于1，各類人群可能存在的健康風險均在可接受范圍內[17，34-35]。陽辛鳳應用超高效液相色譜-串聯質譜法對海南豇豆樣品中多菌靈殘留進行檢測和風險評估，發(fā)現295份豇豆樣品中有242份（82.0%）樣品農藥殘留為陽性，多菌靈、啶蟲脒和阿維菌素在樣品中的檢出率分別為45.8%、64.4%和28.8%，殘留值范圍分別為0.016～3.049 mg·kg-1、0.015～1.710 mg·kg-1、0.011～0.312 mg·kg-1;通過食用豇豆攝入多菌靈、啶蟲脒和阿維菌素殘留的最高HI分別為0.200、0.262和0.718;海南產區(qū)豇豆中多菌靈、啶蟲脒和阿維菌素的膳食暴露風險在可接受水平，不會給公眾健康帶來危害。

草莓是一種深受廣大種植者和消費者喜愛的漿果類水果，其種植容易，生產周期短，見效快，營養(yǎng)價值高。我國超過80%的草莓都是設施栽培的，由于其特殊的小環(huán)境，病害發(fā)生率高，農藥施用多，而多菌靈是草莓生產中最常用的一種保護性殺菌劑。草莓是一種無外皮保護的鮮食漿果，高劑量、超范圍地使用多菌靈，更容易發(fā)生多菌靈殘留的危害。崔新儀采用外標法以高效液相色譜分析草莓中多菌靈的殘留情況，并根據測定結果對不同人群進行膳食風險評估，發(fā)現多菌靈的消解速率符合一級動力學方程，半衰期為6.93、7.7 d;根據一級動力學方程計算在35 d后，多菌靈的降解達到最大殘留限值，而實際施藥28 d后，草莓中多菌靈達到完全降解。采用風險商方法評估，施用劑量為1 500 g·hm-2時，多菌靈對所有人群的風險都是可以接受的（RQ<1）;施用劑量為4.498 g·m-2時，采摘期在0、1 d內的，對3～6歲的幼兒存在不可避免的風險;采摘期在7 d后的，幼兒所受的風險較低。以往的研究結果建議多菌靈的使用安全間隔期為35 d[36]。

5 展望

迄今為止，多菌靈是用于蔬果病蟲害防治的主要殺菌劑，國內外的研究已經證明了多菌靈的毒性及在蔬果中的殘留，對人類身體健康構成潛在威脅，不容忽視。雖然已有的蔬菜中多菌靈殘留的風險評估證明是安全的，多菌靈的暴露風險在可以接受的范圍，但考慮到這類風險評估報告的數量非常有限，以及蔬菜生產的特殊性、多菌靈的低降解性、毒性的復雜性與持久性，未來還須加強多菌靈的合理利用及風險評估方面的研究，使多菌靈能夠更有效合理地應用于蔬菜生產。

參考文獻：

[1] 金彬，吳丹亞，朱烈，等.多菌靈在大棚黃瓜上的殘留動態(tài)[J].浙江農業(yè)科學，2016，57（4）：609-610.

[2] 田麗，胡佳薇，王敏娟，等.2015—2017年陜西省市售水果中殺菌劑殘留狀況[J].衛(wèi)生研究，2019，48（1）：140-143.

[3] 李洪濤，及華，王蒙，等.8種殺菌劑在河北番茄和黃瓜中殘留分析及其膳食暴露評估[J].食品安全質量檢測學報，2018，9（17）：96-102.

[4] 周洪波，崔永亮，丁建，等.多菌靈在獼猴桃上的殘留動態(tài)研究[J].西南農業(yè)學報，2010，23（6）：2148-2150.

[5] 徐寶才，岳永德，胡潁蕙，等.多菌靈的光化學降解研究[J].環(huán)境科學學報，2000，20（5）：616-620.

[6] Rouchaud J P. Metabolic fate of methyl-2-benzimidazole carbamate in melon plants[J]. Phytopathology， 1974， 64（12）：1513.

[7] Kirkland J J. Method for high-speed liquid chromatographic analysis of benomyl and-or metabolite residues in cow milk， urine， feces， and tissues[J]. J Agric Food Chem， 1973， 21（2）： 171-177.

[8] Krechniak J， K?osowska B. The fate of 14C-carbendazim in rat[J]. Xenobiotica， 1986， 16（9）：809-815.

[9] Fuchs A， Vries F W D. Bacterial breakdown of benomyl.I. Pure cultures[J]. Antonie Van Leeuwenhoek， 1978， 44（3-4）：283-292.

[10] Holtman M A， Kobayashi D Y. Identification of Rhodococcuserythropolis isolates capable of degrading the fungicide carbendazim[J]. Applied Microbiology & Biotechnology， 1997， 47（5）： 578-582.

[11] Pattanasupong A， Nagase H， Inoue M， et al. Ability of a microbial consortium to remove pesticide， carbendazim and 2，4-Dichlorophenoxyacetic acid[J]. World Journal of Microbiology & Biotechnology， 2004， 20（5）： 517-522.

[12] 張桂山，賈小明，馬曉航，等.一株多菌靈降解細菌的分離、鑒定及系統(tǒng)發(fā)育分析[J].微生物學報，2004，44（4）：417-421.

[13] 張麗珍，喬雄梧，馬利平，等.多菌靈降解菌NY97-1的鑒定及降解條件[J].環(huán)境科學學報，2006，26（9）：1440-1444.

[14] 高玉爽，田連生.多菌靈降解菌株的分離以及降解條件研究[J].安徽農業(yè)科學，2007，35（33）：10582-10584.

[15] 張世恒，張建新，鐘丹.多菌靈降解菌的分離與降解特性研究[J].西北農業(yè)學報，2008，17（2）：262-265.

[16] 熊昭娣，周夢穎，高翔，等.多菌靈殺菌劑對青?；【桶唏R魚的急性毒性研究[J].安徽農業(yè)科學，2017，45（33）：111-113.

[17] A. Dafponsk-Arojy. Health risk assessment of pesticide residues via dietary intake of cowpea and bambara beans among adults in Accra Metropolis， Ghana[J]. Research Journal of Chemistry and Environment Science， 2015， 3（1）： 10-18.

[18] Akbarsha M A， Kadalmani B， Girija R， et al. Spermatotoxic effect of carbendazim[J]. Indian Journal of Experimental Biology， 2001， 39（9）： 921-924.

[19] 于功昌，謝琳，劉衍忠，等.多菌靈對大鼠睪丸發(fā)育和生精功能影響的研究[J].中華男科學雜志，2009，15（6）： 505-510.

[20] Sitarek K. Embryolethal and teratogenic effects of carbendazim in rats[J]. Teratogenesis Carcinogenesis & Mutagenesis， 2010， 21（5）： 335-340.

[21] Songür S H， Kaya E A， Güldeniz S L， et al. Dose-dependent effects of carbendazim on rat thymus[J]. Cell Biochemistry & Function， 2010， 23（6）： 457-460.

[22] Moreau， Catherine M. Data sheet on the impact of pesticides on non-target organisms-Temephos[J]. Proceedings of SPIE-The International Society for Optical Engineering， 1988， 36（2）： 177-188.

[23] Salihu M， Ajayi B O， Adedara I A， et al. 6-Gingerol-rich fraction prevents disruption of histomorphometry and marker enzymes of testicular function in carbendazim-treated rats[J]. Andrologia， 2017， 49（10）： e12782.

[24] Hu Z， SA B， Dormoy V， et al. Assessing the carcinogenic potential of low-dose exposures to chemical mixtures in the environment： focus on the cancer hallmark of tumor angiogenesis[J]. Carcinogenesis， 2015， 36（S1）： S254.

[25] Ferreira A L G， Loureiro S， Soares A M V M. Toxicity prediction of binary combinations of cadmium， carbendazim and low dissolved oxygen on Daphnia magna[J]. Aquatic Toxicology， 2008， 89（1）： 28-39.

[26] 于功昌，王筱芬.多菌靈的毒理學研究進展[J].職業(yè)與健康，2008，24（17）： 1834-1835.

[27] 張少銘.內吸性殺菌劑多菌靈的藥效、毒性及代謝殘留[J].環(huán)境科學，1978（6）： 1045-1050.

[28] 張文娟，陳書寶，張永圣，等.多菌靈A的毒性試驗[J].大連醫(yī)科大學學報，1986，8（3）：55-57.

[29] 張紫虹，楊美玲，李慶，等.多菌靈復合硫磺懸浮劑的急性毒性研究[J].中國熱帶醫(yī)學，2008，8（8）：1297-1298.

[30] 郇志博，羅金輝.多菌靈及其雜質和代謝物對赤子愛勝蚯蚓的急性毒性和遺傳毒性[J].熱帶農業(yè)科學，2014，34（10）： 78-81.

[31] Ekesi S M ， Nguya K M， Lwande W. Susceptibility of the legume flower thrips to Metarhizium anisopliae on different varieties of cowpea[J]. Biocontrol， 2012， 45（1）： 79-95.

[32] Akoto O， Andoh H， Darko G， et al. Health risk assessment of pesticides residue in maize and cowpea from Ejura， Ghana[J]. Chemosphere， 2013， 92（1）： 67-73.

[33] Mawussi G， Sanda K， Merlina G， et al. Assessment of average exposure to organochlorine pesticides in southern Togo from water， maize （Zea mays） and cowpea （Vigna unguiculata）[J]. Food Addit Contam Part A Chem Anal Control Expo Risk Assess， 2009， 26（3）： 348-354.

[34] Sonchieu， Benoit N M， Bosco T J， et al. Survey of pesticide residues in maize， cowpea and millet from northern Cameroon： part I[J]. Food Additives Contam Part B Surveillance， 2010， 3（3）： 178-184.

[35] Duan Y， Guan N， Li P P， et al. Monitoring and dietary exposure assessment of pesticide residues in cowpea （Vigna unguiculata L. Walp） in Hainan， China[J]. Food Control， 2016， 59： 250-255.

[36] 崔新儀，阮璐璐，黃思達，等.溫室草莓生產中超量使用多菌靈的風險評估[J]. 農藥，2018（8）： 582-584.

（責任編輯：易 婧）