中国、欧盟和美国对农药代谢物的资料要求和代谢物的环境风险评估方法

我国从60年代初起就利用放射性同位素标记化合物进行农药代谢研究，但在农药登记管理中一直未要求采用放射性同位素示踪技术开展农药的环境代谢试验。2016—2017年，我国发布实施了《农药登记环境风险评估指南》系列行业标准，在《农药登记资料要求》中明确了土壤代谢和水-沉积物系统代谢试验应以放射性同位素标记物开展试验，并提供主要代谢物的部分环境归趋和生态毒性资料，提出了农药环境代谢试验和农药代谢物环境风险评估的管理要求。

本文综述了欧盟和美国对农药代谢物的资料要求和代谢物的环境风险评估方法。

代谢物应提供以下环境资料：

（1）按土壤和水中监测残留物定义提供分析方法。

（2）以下代谢物需提交土壤好氧降解速率和土壤吸附试验：① 母体试验任一次采样中出现的＞10%初始放射性（AR）的代谢物；② 母体试验连续2次采样＞5% AR的代谢物；③ 母体试验结束时＞5% AR且仍在增加的代谢物；④ 在淋溶竖井（lysimeter）试验的淋出液中＞0.1μg/L的代谢物。

（3）以下代谢物需提交土壤厌氧降解速率：① 任一次采样＞10% AR的代谢物；② 连续2次采样＞5% AR的代谢物；③ 试验结束时＞5% AR且仍在增加的代谢物。

（4）无法得出准确的吸附系数（Koc＜25）时需提供土壤淋溶试验。

（5）必要时对非靶标生物可能接触到且无法用原药试验数据进行评估的代谢物进行单独试验。

（6）如数据表明在原药试验中代谢物有足够的浓度和持续时间，代谢物可不进行蚯蚓繁殖试验、尖狭下盾螨和白符跳虫毒性试验。

以近年在欧盟取得登记的溴氰虫酰胺、氯氟醚菌唑和氯氟吡啶酯为例，根据其评估报告，土壤好氧代谢的主要代谢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转化试验资料；大部分提交了鱼、溞、藻急性毒性资料。溴氰虫酰胺原药对鱼、藻低毒，而对溞剧毒，主要代谢物未提交鱼、藻试验资料，但提交了大型溞急性毒性试验资料，部分代谢物提交了大型溞繁殖毒性资料。对于其他代谢途径的代谢物，数据则相对较少，这与欧盟主要以旱田作物为主、水稻种植较少有关。根据农药特性还开展了其他试验以满足环境风险评估需要。例如，氯氟吡啶酯为除草剂，多个代谢物开展了穗状狐尾藻生长抑制和植物活力试验。溴氰虫酰胺进行了在向日葵、油菜、西红柿、西葫芦、菊蒿叶沙铃花（Phaceliatan acetifolia）花粉和雄蕊中的迁移试验（14C标记）和代谢物蜜蜂急性经口毒性试验。

1.2  水生生态系统风险评估方法

在土壤降解、在地表水中的降解中满足以下条件的代谢物应进行风险评估：① 任一次采样＞10% AR的代谢物；② 连续2次＞5% AR的代谢物；③ 试验结束时＞5% AR且仍在增加的代谢物。CO₂，无机物（重金属除外），含4个或以下CHNO原子且不含环氧、亚硝胺、腈等已知有毒性结构的脂肪族化合物不需要进行进一步的试验和风险评估。

对于确定不含毒性基团（toxophore）的代谢物，可采用定量构效关系（QSAR）等非试验方法获得其水生生物毒性数据。

对于保留毒性基团的代谢物，首先考虑以母体最敏感的物种或分类开展试验。对于不含毒性基团且需要开展试验（使用QSAR预测毒性数据开展评估，风险不可接受的）的代谢物，应进行虹鳟（急性）、大型溞（急性）和绿藻的毒性试验。如代谢物与母体毒性相当，则应进行其他物种的试验。

对于沉积物相出现的代谢物，应考虑其对底栖生物的风险。

当代谢物可能进入地表水且在水中稳定（24 h水解率＜90%）时，需开展慢性生态毒性试验。仅要求以鱼类或无脊椎动物的较敏感分类进行慢性毒性试验。根据有效成分作用机理认为对大型溞不敏感时应开展摇蚊幼虫慢性毒性试验。

如果没有母体的慢性毒性数据且代谢物在水中稳定，代谢物应开展慢性毒性试验。代谢物可能存在内分泌干扰特性时，应开展鱼类慢性毒性试验。

对于在水中稳定且logPow＞3的代谢物，首先用QSAR预测生物富集系数，也可考虑母体生物富集/生物蓄积试验或动物代谢试验中代谢物的生物富集方面的信息。

1.3  鸟类风险评估方法

重点关注鸟类摄取施药后植物中含有的代谢物导致的风险，同时认为种子处理、幼苗和颗粒剂的评估中可覆盖代谢物的风险。若已知代谢物的毒性高于母体，应对代谢物开展评估。

1.3.1  代谢物的来源

一般根据植物代谢试验数据确定，有鱼类代谢试验数据时应作为确定鱼体内相关代谢物的依据。后茬作物代谢试验可覆盖土壤代谢物内吸至植物体内的部分。

1.3.2  评估流程

第一步：代谢物在植物体内达到10%总残留放射性（TRR）和0.01 mg eq/kg，或数据表明代谢物比母体的毒性更高？

否：不需进一步评估；是：转到第二步。

第二步：在家禽代谢试验中是否形成了该代谢物？

否：转到第四步；

是：转到第三步。

第三步：母体毒性试验是否可涵盖代谢物的毒性（家禽代谢试验，排泄物中代谢物量占给药量的10%以上）？

否：转到第四步；

是：代谢物的风险已被母体的风险评估涵盖；若缺少家禽代谢数据，可考虑其他脊椎动物代谢数据。若尿液、血浆、胆汁中代谢物占给药量的20%以上，不需评估代谢物对鸟类的风险；低于20%，应评估。

第四步：

（1）进行鸟类急性筛查评估

① 毒性数据选择如有代谢物鸟类毒性数据，应使用该数据。代谢物毒性与母体相当或高于母体，开展联合效应风险评估（combined risk assessment）。无代谢物鸟类毒性数据时假设代谢物的毒性为母体的10倍。

② 暴露分析代谢物暴露量计算公式与母体相同，但使用代谢物的单位剂量残留量。

③ 评估结果TER≥10：低风险TER＜10：转到第五步。

（2）进行鸟类繁殖筛查评估

大多数情况下不需要评估，代谢物可能比母体毒性高则有必要评估。代谢物在环境中具有持久性，或后茬作物代谢试验确定为相关代谢物时，应评估代谢物鸟类繁殖风险。

毒性数据选择和暴露分析方法与急性评估相同。评估结果，TER≥5为低风险，TER＜5转到第五步。

第五步：对代谢物风险的进一步评估

首先尝试不需要额外脊椎动物试验的可能性，必要时开展鸟类急性或繁殖毒性试验：

（1）考虑代谢物是否有哺乳动物毒性数据，以及哺乳动物风险评估结果是否为低风险且有较高的安全系数。如果母体对鸟类和哺乳动物的毒性相似，可认为对鸟类低风险。

（2）使用QSAR模型估算毒性终点，但仅适用于急性毒性。

（3）使用代谢物的DT₅₀代替默认值。

（4）使用初始残留量数据优化鸟类食物中代谢物的浓度。

（5）进行代谢物的急性或繁殖毒性试验。

1.3.3  二次中毒和饮用水暴露评估

土壤中代谢物满足二次中毒触发条件时，应评估其对鸟类的风险；土壤中代谢物应评估通过饮用水暴露对鸟类的风险；评估流程与母体相同。缺少代谢物鸟类毒性数据时假设代谢物的毒性为母体的10倍。

1.4  蜜蜂风险评估方法

以下情况应评估代谢物对蜜蜂的风险：

（1）代谢物在植物代谢试验或残留试验中在花粉和花蜜中达到10% TRR和0.01 mg eq/kg；

（2）代谢物在植物代谢试验或残留试验中在花粉和花蜜中达到10% TRR或0.01 mg eq/kg，且母体对蜜蜂急性LD50＜0.01μg/蜂。

1.4.1  效应分析

代谢物的资料要求与母体相同，即蜜蜂的急性经口毒性试验、慢性毒性试验和幼虫发育毒性试验。

代谢物数据完整时，使用代谢物毒性数据开展评估。代谢物对蜜蜂的毒性比母体低3倍以上不需要评估。代谢物与母体毒性相当或高于母体时，应进行联合效应风险评估。

代谢物仅有急性毒性数据时，使用代谢物毒性数据开展急性评估，并通过急性毒性数据估算慢性毒性数据。代谢物对蜜蜂的急性毒性比母体低10倍以上，可假设代谢物对蜜蜂的慢性毒性与母体相当。

当没有代谢物的毒性数据，或急性毒性数据不能估算慢性毒性数据时，可根据代谢物对其他无脊椎动物急性和慢性毒性数据估算对蜜蜂的急性和慢性毒性，或使用QSAR等非试验方法。如这些方法表明代谢物的毒性不会高于母体，则假设代谢物的毒性与母体相当。当QSAR或其他无脊椎动物数据表明代谢物的毒性可能高于母体时，申请人应考虑提供代谢物的蜜蜂毒性试验数据。

1.4.2  暴露分析

对于成蜂应考虑代谢物的急性和慢性膳食暴露，对于幼虫应考虑慢性暴露。代谢物暴露量计算公式与母体相同，但需考虑母体到代谢物的转化系数。

1.4.3  评估流程

代谢物对蜜蜂的风险评估流程如下：

第一步：代谢物在花粉和花蜜（以植物基质代替）中≥10% TRR且0.01 mg eq/kg，或≥10% TRR或0.01 mg eq/kg且母体对蜜蜂LD₅₀＜0.01μg/蜂？

否：不需进一步评估；

是：转到第二步。

第二步：开展蜜蜂（包括熊蜂、独居蜂）筛查评估。PESPG≤10%：低风险；PESPG＞10%：转到第三步。PESPG为对蜂群的整体预测影响水平，单位为蜂群数量的降低百分比。农药暴露后蜂群规模减少的最大允许水平为10%。

第三步：开展蜜蜂（包括熊蜂、独居蜂）的第1阶段评估。PESPG≤10%：低风险；PESPG＞10%：转到第四步。

第四步：首先考虑暴露和效应的优化，如：检测花粉和花蜜中的残留量和残留量的减少趋势；开展代谢物的蜜蜂毒性试验。如果采用有效成分或代表性制剂开展了蜜蜂田间试验，可认为试验中涵盖了代谢物的风险，无需额外确认试验中有无代谢物的存在。

1.5  地下水风险评估方法

欧盟指令546/2011中规定，农药及相关代谢物在地下水中的浓度不应高于以下2个限值的低值：

——欧盟指令2006/118/EC规定的限量标准（母体或相关代谢物不高于0.1μg/L，母体和相关代谢物的总量不高于0.5μg/L）。

——按1107/2009批准农药有效成分时，根据毒理学数据规定的最大浓度；未规定该浓度时，为ADI的十分之一。

根据欧盟确定地下水中相关代谢物的指南，按以下步骤确定代谢物是否为相关代谢物：

（1）排除不关注的代谢物

CO₂，无机物（重金属除外），含4个或以下CHNO原子且不含环氧、亚硝胺、腈等已知有毒性结构的脂肪族化合物不需要进行进一步的试验和风险评估。已知的不涉及毒理学或生态毒理学问题，并且在相应的环境介质中以更高的浓度自然存在的物质不需要进行进一步的试验和风险评估。

（2）量化地下水的潜在污染

使用FOCUS地下水模型和场景预测代谢物在地下水中的浓度。

（3）危害评估：确定相关代谢物

未全部通过以下3个阶段筛查的，认定为相关代谢物。全部通过3个阶段筛查的，需进一步评估。

（4）进行进一步评估

（A）代谢物的活性筛查。可利用构效关系模型，或用最大用量进行活性筛查。代谢物的活性大于等于母体活性的50%，需要开展进一步试验。

（B）遗传毒性筛查。开展体外遗传毒性试验（Ames试验，哺乳动物细胞基因突变试验和染色体畸变试验），体外试验结果可疑（Equivocal）的，应进行体内试验。具有致突变性的代谢物为相关代谢物。

（C）毒性筛查。（a）原药急性或慢性毒性为“toxic”或“very toxic”，应测定代谢物的急性或慢性毒性。（b）具有生殖毒性的原药，应开展试验或提供其他证据证明代谢物没有生殖毒性。（c）致癌性为“category1”“category2”的原药，代谢物为相关代谢物。致癌性为“category3”的原药，应开展试验或提供其他证据证明代谢物没有致癌风险。

（5）暴露评估：关注阈值法

欧盟规定非相关代谢物和结构不明确的代谢物在地下水中的预测浓度不应高于0.75μg/L，该浓度是基于0.02μg/kg bw/day、每日饮水量2 L计算得出的。

（6）非相关代谢物的高级评估

对于地下水中预测浓度为0.75～10μg/L的非相关代谢物应进一步评估其对消费者的影响。

1.6  土壤生物风险评估方法

欧盟对土壤生物的风险评估仍按照陆生生态毒理指南，但暴露评估部分已更新。指南中规定，申请人可以使用所有已有的信息提供科学合理的评估。CO₂，无机物（重金属除外），含4个或以下CHNO原子且不含环氧、亚硝胺、腈等已知有毒性结构的脂肪族化合物不需要进行进一步的试验和风险评估。特殊情况下需要考虑低于10%的代谢物，例如含有活性基团。

2.1  关注残留物的确定

2.1.1  从环境归趋数据确定关注残留物

非主要代谢物可排除，以下情况除外：

——试验结束时接近10% AR；

——环境归趋试验中没有明显降解；

——已知或推测具有生态毒理问题，例如毒性高于母体，或形成两种或两种以上代谢物时其总和改变了用总残留法的预测暴露量。

仅用于种子处理剂的有效成分，可不考虑光解代谢物。用于水体的农药不考虑水-沉积物系统试验中未检测到的代谢物。田间和实验室试验中迅速降解的代谢物通常可排除。如果认为提取方法不尽合理，未萃取残留也可认定为关注残留物。

2.1.2  从生态毒理数据确定关注残留物

代谢物毒性比母体低10倍以上时，不计入关注残留物，除非代谢物具有持久性或有蓄积的可能。代谢物与母体的毒性和作用机理类似时，用“总残留物”方法评估。代谢物与母体作用机理类似、毒性更高时，水生生物用残留总和模型及相对效力因子评估代谢物的风险，陆生生物分别评估母体和代谢物的风险。代谢物与母体的作用机理不同时，分别评估代谢物和母体的风险。

2.1.3  总残留物评估方法

以土壤代谢试验中关注残留物的总放射性计算DT₅₀，取母体和代谢物土壤吸附Koc的低值进行暴露评估，以母体的生态毒性进行效应评估，并进行风险表征。

2.2  资料要求

代谢物的资料要求根据风险评估的需要确定，通常不要求开展全套生态毒理试验。通常需要提交代谢物的土壤吸附和水中分析方法。当用总残留方法时，不需要生态毒理资料；当代谢物毒性高于母体或作用机理不同时，需提交代谢物的鱼、溞、藻、鸟经口（土壤代谢物）试验报告；风险评估人员认为需要时，提交摇蚊幼虫急性试验报告及其他慢性生态毒理试验报告。

《农药登记资料要求》（中华人民共和国农业部公告第2569号，2017）中明确规定农药的主要代谢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验证、鱼类急性毒性、大型溞急性活动抑制、绿藻生长抑制试验资料。

3.2  环境风险评估方法

水生生态系统、地下水和土壤生物部分涉及对代谢物的评估。其中土壤生物部分仅规定“当农药存在主要代谢物，且主要代谢物对土壤生物的毒性数据可获得时，还应对主要代谢物开展风险评估”。

3.2.1  水生生态系统

《农药登记环境风险评估指南第2部分：水生生态系统》（NY/T 2882.2—2016）对代谢物的评估方法为：

① 存在主要代谢物时，应逐个分析主要代谢物对鱼、溞的急性毒性和对藻的毒性，但不存在显著的暴露可能性的情况除外；

② 原药资料表明对某一生物分类敏感（100倍），可选择最敏感物种进行代谢物的试验；

③ 某一主要代谢物对鱼、溞的急性毒性和对藻的毒性与母体相当（2倍以内）或高于母体时，还需进一步分析该代谢物对其他水生生物的毒性；

④ 某一主要代谢物对鱼、溞的急性毒性和对藻的毒性低于母体或与母体相当时，效应分析中可以使用母体的慢性毒性数据代替代谢物的慢性毒性数据，也可以使用该代谢物的慢性毒性数据；

⑤ 当基于急性毒性数据，农药母体的毒性和风险都较低时（＞100倍），则无需进行代谢物的慢性毒性评估；

⑥ 主要代谢物为CO₂、腐植酸等环境中广泛存在的物质（重金属除外），认为该代谢物对水生生态系统的风险可忽略不计。

3.2.2  地下水

《农药登记环境风险评估指南第6部分：地下水》（NY/T 2882.6—2016）中规定应对母体和相关代谢物开展评估。相关代谢物的定义为“对人类具有显著毒性的主要代谢物”。当农药存在相关代谢物时，风险商值为农药母体和相关代谢物的风险商值之和。

欧盟和美国在农药代谢物环境风险管理方面的差异较大。欧盟的要求是在风险评估的基础上分阶段开展代谢物的生态毒性试验以满足风险评估的要求，但代谢物通常会开展土壤好氧降解速率、土壤吸附、鱼急性毒性、溞急性毒性、绿藻生长抑制、蚯蚓繁殖和土壤微生物氮转化试验。欧盟也在风险评估方法中规定了代谢物的评估方法，其中水生生态系统、鸟类、蜜蜂、地下水部分的规定较完善，而土壤生物部分的规定较粗糙。在风险评估中，通常单独评估代谢物的风险，与母体毒性相当的代谢物还需要考虑与母体的协同作用。

美国更倾向于用总残留物的方法评估母体和代谢物的风险。尽管美国规定当代谢物毒性高于母体或作用机理不同时需提交代谢物的试验报告，但不开展代谢物的毒性试验很难判断代谢物毒性是否高于母体，更难以确定代谢物的作用机理与母体是否相同。也已有个别代谢物毒性显著高于母体、以总残留物评估方法无法涵盖代谢物风险的农药已在美国取得登记。

4.2  我国现行代谢物资料要求和风险评估方法存在的问题和改进措施建议

与欧盟相比，我国对代谢物的要求较低，例如未要求代谢物开展土壤生物的毒性试验，鸟类、蜜蜂、土壤生物的风险评估指南中也未要求评估代谢物的风险。此外，我国资料要求中对代谢物统一要求提供鱼、溞、藻毒性试验，未考虑原药对不同生物分类毒性差异的情况。

下一步建议从以下方面进一步完善农药登记资料要求和代谢物的环境风险评估方法：

（1）修订完善《农药登记资料要求》，以满足环境风险评估需要作为代谢物需要提供哪些资料的判定标准。对于原药对水生生物不同生物分类存在显著毒性差异的，代谢物可以仅开展最敏感生物分类的毒性试验。对于不能以母体慢性毒性数据评估或使用母体慢性毒性数据评估表明风险不可接受的代谢物，还应提供代谢物的慢性生态毒性试验资料。

文章来源：中国农药发展与应用协会

来源：《农药科学与管理》2023年第11期

作者：周艳明^1，2  袁善奎^1，2  单炜力^1，2（1.农业农村部农药检定所；2.农业农村部农药评价重点实验室）

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