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我國從60年代初起就利用放射性同位素標記化合物進行農藥代謝研究，但在農藥登記管理中一直未要求采用放射性同位素示蹤技術開展農藥的環境代謝試驗。2016—2017年，我國發布實施了《農藥登記環境風險評估指南》系列行業標準，在《農藥登記資料要求》中明確了土壤代謝和水-沉積物系統代謝試驗應以放射性同位素標記物開展試驗，并提供主要代謝物的部分環境歸趨和生態毒性資料，提出了農藥環境代謝試驗和農藥代謝物環境風險評估的管理要求。

本文綜述了歐盟和美國對農藥代謝物的資料要求和代謝物的環境風險評估方法。

代謝物應提供以下環境資料：

（1）按土壤和水中監測殘留物定義提供分析方法。

（2）以下代謝物需提交土壤好氧降解速率和土壤吸附試驗：① 母體試驗任一次采樣中出現的＞10%初始放射性（AR）的代謝物；② 母體試驗連續2次采樣＞5% AR的代謝物；③ 母體試驗結束時＞5% AR且仍在增加的代謝物；④ 在淋溶豎井（lysimeter）試驗的淋出液中＞0.1μg/L的代謝物。

（3）以下代謝物需提交土壤厭氧降解速率：① 任一次采樣＞10% AR的代謝物；② 連續2次采樣＞5% AR的代謝物；③ 試驗結束時＞5% AR且仍在增加的代謝物。

（4）無法得出準確的吸附系數（Koc＜25）時需提供土壤淋溶試驗。

（5）必要時對非靶標生物可能接觸到且無法用原藥試驗數據進行評估的代謝物進行單獨試驗。

（6）如數據表明在原藥試驗中代謝物有足夠的濃度和持續時間，代謝物可不進行蚯蚓繁殖試驗、尖狹下盾螨和白符跳蟲毒性試驗。

以近年在歐盟取得登記的溴氰蟲酰胺、氯氟醚菌唑和氯氟吡啶酯為例，根據其評估報告，土壤好氧代謝的主要代謝物均提交了土壤好氧降解速率、土壤吸附、蚯蚓繁殖和土壤微生物氮轉化試驗資料；大部分提交了魚、溞、藻急性毒性資料。溴氰蟲酰胺原藥對魚、藻低毒，而對溞劇毒，主要代謝物未提交魚、藻試驗資料，但提交了大型溞急性毒性試驗資料，部分代謝物提交了大型溞繁殖毒性資料。對于其他代謝途徑的代謝物，數據則相對較少，這與歐盟主要以旱田作物為主、水稻種植較少有關。根據農藥特性還開展了其他試驗以滿足環境風險評估需要。例如，氯氟吡啶酯為除草劑，多個代謝物開展了穗狀狐尾藻生長抑制和植物活力試驗。溴氰蟲酰胺進行了在向日葵、油菜、西紅柿、西葫蘆、菊蒿葉沙鈴花（Phaceliatan acetifolia）花粉和雄蕊中的遷移試驗（14C標記）和代謝物蜜蜂急性經口毒性試驗。

1.2  水生生態系統風險評估方法

在土壤降解、在地表水中的降解中滿足以下條件的代謝物應進行風險評估：① 任一次采樣＞10% AR的代謝物；② 連續2次＞5% AR的代謝物；③ 試驗結束時＞5% AR且仍在增加的代謝物。CO2，無機物（重金屬除外），含4個或以下CHNO原子且不含環氧、亞硝胺、腈等已知有毒性結構的脂肪族化合物不需要進行進一步的試驗和風險評估。

對于確定不含毒性基團（toxophore）的代謝物，可采用定量構效關系（QSAR）等非試驗方法獲得其水生生物毒性數據。

對于保留毒性基團的代謝物，首先考慮以母體最敏感的物種或分類開展試驗。對于不含毒性基團且需要開展試驗（使用QSAR預測毒性數據開展評估，風險不可接受的）的代謝物，應進行虹鱒（急性）、大型溞（急性）和綠藻的毒性試驗。如代謝物與母體毒性相當，則應進行其他物種的試驗。

對于沉積物相出現的代謝物，應考慮其對底棲生物的風險。

當代謝物可能進入地表水且在水中穩定（24 h水解率＜90%）時，需開展慢性生態毒性試驗。僅要求以魚類或無脊椎動物的較敏感分類進行慢性毒性試驗。根據有效成分作用機理認為對大型溞不敏感時應開展搖蚊幼蟲慢性毒性試驗。

如果沒有母體的慢性毒性數據且代謝物在水中穩定，代謝物應開展慢性毒性試驗。代謝物可能存在內分泌干擾特性時，應開展魚類慢性毒性試驗。

對于在水中穩定且logPow＞3的代謝物，首先用QSAR預測生物富集系數，也可考慮母體生物富集/生物蓄積試驗或動物代謝試驗中代謝物的生物富集方面的信息。

1.3  鳥類風險評估方法

重點關注鳥類攝取施藥后植物中含有的代謝物導致的風險，同時認為種子處理、幼苗和顆粒劑的評估中可覆蓋代謝物的風險。若已知代謝物的毒性高于母體，應對代謝物開展評估。

1.3.1  代謝物的來源

一般根據植物代謝試驗數據確定，有魚類代謝試驗數據時應作為確定魚體內相關代謝物的依據。后茬作物代謝試驗可覆蓋土壤代謝物內吸至植物體內的部分。

1.3.2  評估流程

第一步：代謝物在植物體內達到10%總殘留放射性（TRR）和0.01 mg eq/kg，或數據表明代謝物比母體的毒性更高？

否：不需進一步評估；是：轉到第二步。

第二步：在家禽代謝試驗中是否形成了該代謝物？

否：轉到第四步；

是：轉到第三步。

第三步：母體毒性試驗是否可涵蓋代謝物的毒性（家禽代謝試驗，排泄物中代謝物量占給藥量的10%以上）？

否：轉到第四步；

是：代謝物的風險已被母體的風險評估涵蓋；若缺少家禽代謝數據，可考慮其他脊椎動物代謝數據。若尿液、血漿、膽汁中代謝物占給藥量的20%以上，不需評估代謝物對鳥類的風險；低于20%，應評估。

第四步：

（1）進行鳥類急性篩查評估

① 毒性數據選擇如有代謝物鳥類毒性數據，應使用該數據。代謝物毒性與母體相當或高于母體，開展聯合效應風險評估（combined risk assessment）。無代謝物鳥類毒性數據時假設代謝物的毒性為母體的10倍。

② 暴露分析代謝物暴露量計算公式與母體相同，但使用代謝物的單位劑量殘留量。

③ 評估結果TER≥10：低風險TER＜10：轉到第五步。

（2）進行鳥類繁殖篩查評估

大多數情況下不需要評估，代謝物可能比母體毒性高則有必要評估。代謝物在環境中具有持久性，或后茬作物代謝試驗確定為相關代謝物時，應評估代謝物鳥類繁殖風險。

毒性數據選擇和暴露分析方法與急性評估相同。評估結果，TER≥5為低風險，TER＜5轉到第五步。

第五步：對代謝物風險的進一步評估

首先嘗試不需要額外脊椎動物試驗的可能性，必要時開展鳥類急性或繁殖毒性試驗：

（1）考慮代謝物是否有哺乳動物毒性數據，以及哺乳動物風險評估結果是否為低風險且有較高的安全系數。如果母體對鳥類和哺乳動物的毒性相似，可認為對鳥類低風險。

（2）使用QSAR模型估算毒性終點，但僅適用于急性毒性。

（3）使用代謝物的DT50代替默認值。

（4）使用初始殘留量數據優化鳥類食物中代謝物的濃度。

（5）進行代謝物的急性或繁殖毒性試驗。

1.3.3  二次中毒和飲用水暴露評估

土壤中代謝物滿足二次中毒觸發條件時，應評估其對鳥類的風險；土壤中代謝物應評估通過飲用水暴露對鳥類的風險；評估流程與母體相同。缺少代謝物鳥類毒性數據時假設代謝物的毒性為母體的10倍。

1.4  蜜蜂風險評估方法

以下情況應評估代謝物對蜜蜂的風險：

（1）代謝物在植物代謝試驗或殘留試驗中在花粉和花蜜中達到10% TRR和0.01 mg eq/kg；

（2）代謝物在植物代謝試驗或殘留試驗中在花粉和花蜜中達到10% TRR或0.01 mg eq/kg，且母體對蜜蜂急性LD50＜0.01μg/蜂。

1.4.1  效應分析

代謝物的資料要求與母體相同，即蜜蜂的急性經口毒性試驗、慢性毒性試驗和幼蟲發育毒性試驗。

代謝物數據完整時，使用代謝物毒性數據開展評估。代謝物對蜜蜂的毒性比母體低3倍以上不需要評估。代謝物與母體毒性相當或高于母體時，應進行聯合效應風險評估。

代謝物僅有急性毒性數據時，使用代謝物毒性數據開展急性評估，并通過急性毒性數據估算慢性毒性數據。代謝物對蜜蜂的急性毒性比母體低10倍以上，可假設代謝物對蜜蜂的慢性毒性與母體相當。

當沒有代謝物的毒性數據，或急性毒性數據不能估算慢性毒性數據時，可根據代謝物對其他無脊椎動物急性和慢性毒性數據估算對蜜蜂的急性和慢性毒性，或使用QSAR等非試驗方法。如這些方法表明代謝物的毒性不會高于母體，則假設代謝物的毒性與母體相當。當QSAR或其他無脊椎動物數據表明代謝物的毒性可能高于母體時，申請人應考慮提供代謝物的蜜蜂毒性試驗數據。

1.4.2  暴露分析

對于成蜂應考慮代謝物的急性和慢性膳食暴露，對于幼蟲應考慮慢性暴露。代謝物暴露量計算公式與母體相同，但需考慮母體到代謝物的轉化系數。

1.4.3  評估流程

代謝物對蜜蜂的風險評估流程如下：

第一步：代謝物在花粉和花蜜（以植物基質代替）中≥10% TRR且0.01 mg eq/kg，或≥10% TRR或0.01 mg eq/kg且母體對蜜蜂LD50＜0.01μg/蜂？

否：不需進一步評估；

是：轉到第二步。

第二步：開展蜜蜂（包括熊蜂、獨居蜂）篩查評估。PESPG≤10%：低風險；PESPG＞10%：轉到第三步。PESPG為對蜂群的整體預測影響水平，單位為蜂群數量的降低百分比。農藥暴露后蜂群規模減少的最大允許水平為10%。

第三步：開展蜜蜂（包括熊蜂、獨居蜂）的第1階段評估。PESPG≤10%：低風險；PESPG＞10%：轉到第四步。

第四步：首先考慮暴露和效應的優化，如：檢測花粉和花蜜中的殘留量和殘留量的減少趨勢；開展代謝物的蜜蜂毒性試驗。如果采用有效成分或代表性制劑開展了蜜蜂田間試驗，可認為試驗中涵蓋了代謝物的風險，無需額外確認試驗中有無代謝物的存在。

1.5  地下水風險評估方法

歐盟指令546/2011中規定，農藥及相關代謝物在地下水中的濃度不應高于以下2個限值的低值：

——歐盟指令2006/118/EC規定的限量標準（母體或相關代謝物不高于0.1μg/L，母體和相關代謝物的總量不高于0.5μg/L）。

——按1107/2009批準農藥有效成分時，根據毒理學數據規定的最大濃度；未規定該濃度時，為ADI的十分之一。

根據歐盟確定地下水中相關代謝物的指南，按以下步驟確定代謝物是否為相關代謝物：

（1）排除不關注的代謝物

CO2，無機物（重金屬除外），含4個或以下CHNO原子且不含環氧、亞硝胺、腈等已知有毒性結構的脂肪族化合物不需要進行進一步的試驗和風險評估。已知的不涉及毒理學或生態毒理學問題，并且在相應的環境介質中以更高的濃度自然存在的物質不需要進行進一步的試驗和風險評估。

（2）量化地下水的潛在污染

使用FOCUS地下水模型和場景預測代謝物在地下水中的濃度。

（3）危害評估：確定相關代謝物

未全部通過以下3個階段篩查的，認定為相關代謝物。全部通過3個階段篩查的，需進一步評估。

（4）進行進一步評估

（A）代謝物的活性篩查?？衫脴嬓шP系模型，或用最大用量進行活性篩查。代謝物的活性大于等于母體活性的50%，需要開展進一步試驗。

（B）遺傳毒性篩查。開展體外遺傳毒性試驗（Ames試驗，哺乳動物細胞基因突變試驗和染色體畸變試驗），體外試驗結果可疑（Equivocal）的，應進行體內試驗。具有致突變性的代謝物為相關代謝物。

（C）毒性篩查。（a）原藥急性或慢性毒性為“toxic”或“very toxic”，應測定代謝物的急性或慢性毒性。（b）具有生殖毒性的原藥，應開展試驗或提供其他證據證明代謝物沒有生殖毒性。（c）致癌性為“category1”“category2”的原藥，代謝物為相關代謝物。致癌性為“category3”的原藥，應開展試驗或提供其他證據證明代謝物沒有致癌風險。

（5）暴露評估：關注閾值法

歐盟規定非相關代謝物和結構不明確的代謝物在地下水中的預測濃度不應高于0.75μg/L，該濃度是基于0.02μg/kg bw/day、每日飲水量2 L計算得出的。

（6）非相關代謝物的高級評估

對于地下水中預測濃度為0.75～10μg/L的非相關代謝物應進一步評估其對消費者的影響。

1.6  土壤生物風險評估方法

歐盟對土壤生物的風險評估仍按照陸生生態毒理指南，但暴露評估部分已更新。指南中規定，申請人可以使用所有已有的信息提供科學合理的評估。CO2，無機物（重金屬除外），含4個或以下CHNO原子且不含環氧、亞硝胺、腈等已知有毒性結構的脂肪族化合物不需要進行進一步的試驗和風險評估。特殊情況下需要考慮低于10%的代謝物，例如含有活性基團。

2.1  關注殘留物的確定

2.1.1  從環境歸趨數據確定關注殘留物

非主要代謝物可排除，以下情況除外：

——試驗結束時接近10% AR；

——環境歸趨試驗中沒有明顯降解；

——已知或推測具有生態毒理問題，例如毒性高于母體，或形成兩種或兩種以上代謝物時其總和改變了用總殘留法的預測暴露量。

僅用于種子處理劑的有效成分，可不考慮光解代謝物。用于水體的農藥不考慮水-沉積物系統試驗中未檢測到的代謝物。田間和實驗室試驗中迅速降解的代謝物通?？膳懦?。如果認為提取方法不盡合理，未萃取殘留也可認定為關注殘留物。

2.1.2  從生態毒理數據確定關注殘留物

代謝物毒性比母體低10倍以上時，不計入關注殘留物，除非代謝物具有持久性或有蓄積的可能。代謝物與母體的毒性和作用機理類似時，用“總殘留物”方法評估。代謝物與母體作用機理類似、毒性更高時，水生生物用殘留總和模型及相對效力因子評估代謝物的風險，陸生生物分別評估母體和代謝物的風險。代謝物與母體的作用機理不同時，分別評估代謝物和母體的風險。

2.1.3  總殘留物評估方法

以土壤代謝試驗中關注殘留物的總放射性計算DT50，取母體和代謝物土壤吸附Koc的低值進行暴露評估，以母體的生態毒性進行效應評估，并進行風險表征。

2.2  資料要求

代謝物的資料要求根據風險評估的需要確定，通常不要求開展全套生態毒理試驗。通常需要提交代謝物的土壤吸附和水中分析方法。當用總殘留方法時，不需要生態毒理資料；當代謝物毒性高于母體或作用機理不同時，需提交代謝物的魚、溞、藻、鳥經口（土壤代謝物）試驗報告；風險評估人員認為需要時，提交搖蚊幼蟲急性試驗報告及其他慢性生態毒理試驗報告。

《農藥登記資料要求》（中華人民共和國農業部公告第2569號，2017）中明確規定農藥的主要代謝物需提交土壤好氧降解、土壤吸附/淋溶、水和土壤中的分析方法及驗證、魚類急性毒性、大型溞急性活動抑制、綠藻生長抑制試驗資料。

3.2  環境風險評估方法

水生生態系統、地下水和土壤生物部分涉及對代謝物的評估。其中土壤生物部分僅規定“當農藥存在主要代謝物，且主要代謝物對土壤生物的毒性數據可獲得時，還應對主要代謝物開展風險評估”。

3.2.1  水生生態系統

《農藥登記環境風險評估指南第2部分：水生生態系統》（NY/T 2882.2—2016）對代謝物的評估方法為：

① 存在主要代謝物時，應逐個分析主要代謝物對魚、溞的急性毒性和對藻的毒性，但不存在顯著的暴露可能性的情況除外；

② 原藥資料表明對某一生物分類敏感（100倍），可選擇最敏感物種進行代謝物的試驗；

③ 某一主要代謝物對魚、溞的急性毒性和對藻的毒性與母體相當（2倍以內）或高于母體時，還需進一步分析該代謝物對其他水生生物的毒性；

④ 某一主要代謝物對魚、溞的急性毒性和對藻的毒性低于母體或與母體相當時，效應分析中可以使用母體的慢性毒性數據代替代謝物的慢性毒性數據，也可以使用該代謝物的慢性毒性數據；

⑤ 當基于急性毒性數據，農藥母體的毒性和風險都較低時（＞100倍），則無需進行代謝物的慢性毒性評估；

⑥ 主要代謝物為CO2、腐植酸等環境中廣泛存在的物質（重金屬除外），認為該代謝物對水生生態系統的風險可忽略不計。

3.2.2  地下水

《農藥登記環境風險評估指南第6部分：地下水》（NY/T 2882.6—2016）中規定應對母體和相關代謝物開展評估。相關代謝物的定義為“對人類具有顯著毒性的主要代謝物”。當農藥存在相關代謝物時，風險商值為農藥母體和相關代謝物的風險商值之和。

歐盟和美國在農藥代謝物環境風險管理方面的差異較大。歐盟的要求是在風險評估的基礎上分階段開展代謝物的生態毒性試驗以滿足風險評估的要求，但代謝物通常會開展土壤好氧降解速率、土壤吸附、魚急性毒性、溞急性毒性、綠藻生長抑制、蚯蚓繁殖和土壤微生物氮轉化試驗。歐盟也在風險評估方法中規定了代謝物的評估方法，其中水生生態系統、鳥類、蜜蜂、地下水部分的規定較完善，而土壤生物部分的規定較粗糙。在風險評估中，通常單獨評估代謝物的風險，與母體毒性相當的代謝物還需要考慮與母體的協同作用。

美國更傾向于用總殘留物的方法評估母體和代謝物的風險。盡管美國規定當代謝物毒性高于母體或作用機理不同時需提交代謝物的試驗報告，但不開展代謝物的毒性試驗很難判斷代謝物毒性是否高于母體，更難以確定代謝物的作用機理與母體是否相同。也已有個別代謝物毒性顯著高于母體、以總殘留物評估方法無法涵蓋代謝物風險的農藥已在美國取得登記。

4.2  我國現行代謝物資料要求和風險評估方法存在的問題和改進措施建議

與歐盟相比，我國對代謝物的要求較低，例如未要求代謝物開展土壤生物的毒性試驗，鳥類、蜜蜂、土壤生物的風險評估指南中也未要求評估代謝物的風險。此外，我國資料要求中對代謝物統一要求提供魚、溞、藻毒性試驗，未考慮原藥對不同生物分類毒性差異的情況。

建議從以下方面進一步完善農藥登記資料要求和代謝物的環境風險評估方法：

（1）修訂完善《農藥登記資料要求》，以滿足環境風險評估需要作為代謝物需要提供哪些資料的判定標準。對于原藥對水生生物不同生物分類存在顯著毒性差異的，代謝物可以僅開展最敏感生物分類的毒性試驗。對于不能以母體慢性毒性數據評估或使用母體慢性毒性數據評估表明風險不可接受的代謝物，還應提供代謝物的慢性生態毒性試驗資料。