葉敦雨, 孫小銀,2, 趙忠強, 孫佳瑤

(1.曲阜師范大學(xué) 地理與旅游學(xué)院, 山東 日照 276826; 2.南四湖濕地生態(tài)與環(huán)境保護山東省高校重點實驗室, 山東 日照 276826)

阿特拉津(ATR)又名莠去津，是三嗪苯類除草劑中的一種，可有效抑制闊葉雜草的光合作用，從而去除雜草。由于其除草效率高，價格低廉，在全球范圍內(nèi)已廣泛使用40 a余，對全球生態(tài)環(huán)境造成了不同程度的影響[1-3]。目前，ATR被列入世界衛(wèi)生組織國際癌癥研究機構(gòu)公布的3類致癌物清單中[4]。相比于其他農(nóng)藥，ATR及其代謝產(chǎn)物脫乙基阿特拉津(DEA)和脫異丙基阿特拉津(DIA)，其水溶性及穩(wěn)定性較強，在水中半衰期較長，至少為42 d[4-5]。水體中存在的ATR及其代謝產(chǎn)物濃度微克每升的水平，也會影響水生動物的性發(fā)育[6-7]。有研究表明，ATR會導(dǎo)致非目標植物生長發(fā)育遲緩甚至完全死亡，對豹蛙、美洲蟾蜍、虹鱒魚和斑點叉尾魚有急性毒性，會導(dǎo)致哺乳動物性激素失衡，且具有遺傳毒性；而ATR的代謝產(chǎn)物DEA和DIA會抑制單細胞藻類的光合作用，誘導(dǎo)水中兩棲動物性別比例偏雌性化并產(chǎn)生亞致死現(xiàn)象，改變斑馬魚幼苗對大腸桿菌的免疫反應(yīng)能力，增加斑馬魚幼苗的類過敏反應(yīng)，對浮萍的生長有顯著的負面影響[8-9]。意大利和德國等歐洲國家已經(jīng)將ATR及其2種代謝產(chǎn)物列為飲用水常規(guī)檢測項目，美國環(huán)保局(USEPA)也已將它們納入環(huán)境調(diào)查項目中[10]。隨著全球氣候變化加劇，極端降水事件的頻率增加，ATR及其代謝產(chǎn)物隨地表徑流沖刷侵蝕進入地表河湖并輸送至近海大陸架，加劇了水體ATR及其代謝產(chǎn)物污染的范圍[11-13]。

中國從20世紀80年代開始使用ATR，之后使用面積遞增，每年用量不斷增加[14]，尤其是在華北和東北地區(qū)施用更加廣泛[15]。直至目前，中國針對ATR的使用仍未明確禁止。由于ATR的大量施用，導(dǎo)致了一系列環(huán)境污染問題。中國太湖、淮河、遼河、北京官廳水庫、中國香港地區(qū)水庫和河水等地表水中均有ATR檢出的報道[7,16-19]。目前，關(guān)于大尺度流域地表水中ATR的環(huán)境行為的研究較多，針對農(nóng)業(yè)小流域地表水中ATR及其代謝產(chǎn)物的研究相對較少。農(nóng)業(yè)小流域由于其徑流量較小、稀釋能力弱，且又因集水區(qū)農(nóng)業(yè)用地比例大，水中農(nóng)藥污染負荷遠比大流域嚴重，更值得人們關(guān)注。此外，目前，國內(nèi)外有關(guān)地表水農(nóng)藥污染的研究，大多按照河流水文特征分豐水期、枯水期等開展監(jiān)測研究，圍繞作物生長季持續(xù)開展農(nóng)藥監(jiān)測的研究較少。而作物生長季正是農(nóng)藥施用的高峰季節(jié)，對周圍水體的污染影響更值得關(guān)注。白馬河是南四湖主要入湖河流之一，而南四湖是南水北調(diào)東線工程的調(diào)水湖泊之一，其水質(zhì)關(guān)系著調(diào)水的成敗。因此，白馬河農(nóng)藥污染狀況直接影響著南四湖水質(zhì)污染狀況，并間接影響南水北調(diào)東線工程輸水水質(zhì)。本研究擬通過對典型農(nóng)業(yè)小流域——白馬河流域地表水中ATR及其代謝產(chǎn)物的時空分布特征及生態(tài)風(fēng)險進行研究，以期為農(nóng)業(yè)小流域除草劑的管理、使用與保護決策提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

白馬河位于山東省濟寧市境內(nèi)，地理坐標位于東經(jīng)116°41′—117°11′，北緯35°07′—35°33′，地處魯中南山地丘陵向魯西南平原的過渡地帶，流域地勢低平，大致呈東高西低的地勢，流域東部多為低山丘陵，中西部多為平原。河流發(fā)源于山東省鄒城市北部黃山白馬泉，流經(jīng)曲阜、兗州、鄒城、微山 4縣市，是南四湖主要入湖河流之一，干流全長約 60 km，流域面積約 936.02 km2，主要支流有石墻河、大沙河、石里溝、望云河等。流域土壤多為沖積潮褐土、沖積潮棕壤和麻砂棕壤。流域位于暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候區(qū)，雨熱同期，降水多集中于夏、秋季節(jié)且多暴雨，流域多年平均降水量為691.19 mm。流域多年平均徑流總量為3.26×107m3，年內(nèi)徑流變化較大，徑流多集中于夏季。流域70%以上為農(nóng)業(yè)用地，農(nóng)業(yè)用水是流域水資源的主要消耗方式。流域大部分地區(qū)夏秋季多種植玉米，施用的主要除草劑為ATR。農(nóng)藥殘留通過降水與灌溉等產(chǎn)生的地表徑流和地下水等多種途徑進入到地表水中。因為玉米生長季為6—9月，所以本研究在玉米生長季持續(xù)開展除草劑ATR及其代謝產(chǎn)物的污染研究。

1.2 樣品采集與測定

1.2.1 樣品采集 2018年6—9月每月對白馬河進行野外常規(guī)水質(zhì)參數(shù)現(xiàn)場測定及水樣采集。樣品采集從白馬河上游大牛長水文站開始至下游入湖口附近九孔橋村，共計18個采樣點，采樣以及采樣點的布設(shè)按照國家標準方法進行[20]，主要根據(jù)采樣點周圍的地形、土地利用狀況、河流特征(如河流寬度、表面流速、渾濁度等)等設(shè)計采樣點。樣品采集過程中采用GPS進行定位，以獲得精確的采樣點分布。樣品采集共分為兩部分： ①現(xiàn)場測定常規(guī)水質(zhì)參數(shù)； ②將水樣用聚乙烯瓶密封低溫保存至實驗室測定ATR及其代謝產(chǎn)物DEA和DIA濃度。常規(guī)水質(zhì)參數(shù)的測定采用便攜式水質(zhì)多功能參數(shù)儀(HQ30D，美國哈希公司)測定，現(xiàn)場測定地表水水溫、pH值、溶解氧(DO)和電導(dǎo)率。水樣采集采用聚乙烯瓶在各采樣點不同位置采集2瓶水樣，每瓶500 ml，每次共采集36瓶水樣，合計144瓶水樣。水樣避光、低溫保存至實驗室。

1.2.2 樣品測定 樣品中ATR及其代謝產(chǎn)物根據(jù)Sun Xiaoying等(2019)的方法進行分析檢測[21]，運用Agilent 6 890/5 973 N氣相色譜儀進行測定。測定步驟主要分為水樣的前處理和上機測試兩個步驟。

(1) 水樣的前處理步驟。水樣經(jīng)0.45 μm水系濾膜抽濾，用量筒準確量取500 ml以備富集，分別用2×2 ml乙酸乙酯、甲醇、超純水活化固相萃取小柱(Waterrs Oasis HLB，6 cc)，水樣以4～5 ml/min的速率勻速通過固相萃取小柱，富集完之后用2 ml超純水淋洗，分別用2×2 ml乙酸乙酯—二氯甲烷混合液(體積比1∶1)洗脫收集，用氮吹儀(HZ-DCY-12 SF，上海皓莊儀器有限公司)吹脫濃縮至近干，最后加入1 ml正己烷(色譜純)定容，然后上機測試。

(2) 上機測試。色譜條件，應(yīng)用DB-5(30 m×0.32 mm×0.25 mm)色譜柱，進樣口溫度為240 ℃，進樣方式為無分流進樣，進樣量為1 μL，柱溫條件為初溫50 ℃，停留1 min，然后以30 ℃/min升至220 ℃，停留2 min，再以2 ℃/min升至240 ℃，最后以30 ℃/min升至270 ℃，停留2 min。試驗測定ATR，DEA和DIA方法檢出限為0.01 μg/L，ATR，DEA和DIA回收率為95%～105%。

1.3 生態(tài)風(fēng)險評價

生態(tài)風(fēng)險評價是定量表征有毒污染物生態(tài)危害的一種評價體系[22]。生態(tài)風(fēng)險評價包括：危害識別、暴露評價、影響評價[23]。危害識別是指分析污染物對生物潛在的不利影響。暴露評價是指通過對比模型預(yù)測或?qū)嶋H測定污染物的濃度與現(xiàn)有質(zhì)量標準而進行的評價。中國地表水環(huán)境質(zhì)量標準(GB3838-2002)規(guī)定地表水中ATR質(zhì)量濃度≤3 μg/L，并未將代謝產(chǎn)物DEA和DIA包括進去，但由于其毒性與ATR類似，則全面考慮ATR對水環(huán)境的影響應(yīng)該將其代謝產(chǎn)物的影響考慮在內(nèi)[7]。本研究結(jié)果顯示，作物生長季各月代謝產(chǎn)物與ATR之比值(Z)相對較高(表1)，說明單純的ATR殘留已經(jīng)不能反映ATR的環(huán)境污染水平，必須整體考慮ATR及其代謝產(chǎn)物的影響。代謝產(chǎn)物與ATR之比均值為 18.44，說明代謝產(chǎn)物的殘留量已超過母體化合物，成為影響水質(zhì)的主要因素，故本研究綜合分析各樣品中ATR，DEA和DIA三者質(zhì)量濃度之和——總質(zhì)量濃度(SUM)，公式如下：

Z=(DEA+DIA)/ATR

(1)

SUM=ATR+DEA+DIA

(2)

影響評價是指對污染物的劑量—效應(yīng)關(guān)系的評價。生態(tài)風(fēng)險評價的主要工作體現(xiàn)在暴露評價和影響評價相結(jié)合的風(fēng)險表征過程。表征污染物的生態(tài)風(fēng)險有多種途徑，本研究使用熵值法對ATR及其代謝產(chǎn)物的生態(tài)風(fēng)險進行初步判斷，風(fēng)險熵(RQ，the risk quotient)的計算方法如下：

(3)

式中：MEC(the measured environmental concentration)為污染物的實測環(huán)境濃度,PEC(the predicted environmental concentration)為預(yù)測環(huán)境濃度,PNEC(the predicted no-effect concentrations)為預(yù)測無效應(yīng)濃度。本研究使用白馬河地表水中ATR,DEA和DIA的實際濃度(MEC),預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNEC)使用評估因子法確定,檢出污染物的慢性毒性數(shù)據(jù)來自美國環(huán)保署開發(fā)的PBT分析器[24]。

1.4 數(shù)據(jù)分析與統(tǒng)計

首先采用Excel 2010軟件進行求和及算數(shù)平均值等方法處理不同時間河流采樣點ATR，DEA和DIA質(zhì)量濃度數(shù)據(jù)。然后采用Pearson相關(guān)分析法對ATR，DEA和DIA分別與溶解氧(DO)、電導(dǎo)率、水溫和pH值等常規(guī)水質(zhì)參數(shù)的相關(guān)性進行分析，并進行顯著性雙側(cè)檢驗。采用ArcGIS 10.2，Origin 2017和SPSS 20.0軟件進行時空數(shù)據(jù)的處理。應(yīng)用RQ對ATR，DEA和DIA分別進行生態(tài)風(fēng)險評價。

2 結(jié)果與分析

2.1 常規(guī)水質(zhì)參數(shù)

河流的水環(huán)境條件，如電導(dǎo)率，pH值，DO等常規(guī)水質(zhì)參數(shù)，會影響農(nóng)藥的污染水平[25]。而且，農(nóng)藥的降解速率也取決于水的溫度，pH值，農(nóng)藥自身的化學(xué)性質(zhì)以及農(nóng)藥在水中的存留時間。白馬河6—9月地表水水溫、pH值、DO和電導(dǎo)率見圖1。現(xiàn)場檢測結(jié)果顯示，河流DO平均質(zhì)量濃度變化范圍在1.19～14.54 mg/L之間，平均值為6.71±0.47 mg/L；DO平均質(zhì)量濃度以8月最高(7.03 mg/L)，其次是7月(6.86 mg/L)，然后是6月(6.70 mg/L)，9月最低(6.24 mg/L)。7—8月DO濃度較高，可能原因是7—8月多暴雨，地表水流量大、DO濃度高，而9月降雨量小，徑流量小，故DO濃度低。根據(jù)國家地表水環(huán)境質(zhì)量標準(GB3838-2002)，DO各月平均質(zhì)量濃度均優(yōu)于Ⅱ類水質(zhì)標準(>6 mg/L)。電導(dǎo)率變化范圍在906～4 830 us/cm之間，平均值為1 610.50±220.68 us/cm。電導(dǎo)率值以9月最高(1 722.50 us/cm)，其次是8月(1 689.33 us/cm)，然后是6月(1 640.33 us/cm)，7月最低(1 389.82 us/cm)；電導(dǎo)率的高低與水體中各類離子的總濃度存在正相關(guān)關(guān)系[26-27]。白馬河pH值變化范圍在7.91～9.96之間，平均值為8.53±0.11，6—9月水體pH值均呈弱堿性。

相關(guān)分析表明，水體中DO，電導(dǎo)率，pH值等常規(guī)水質(zhì)參數(shù)與水中ATR，DEA和DIA質(zhì)量濃度的相關(guān)性均不顯著，說明除常規(guī)水質(zhì)參數(shù)之外，可能還有其他因素影響河流農(nóng)藥濃度的變化。

注：黑色圓點代表水質(zhì)參數(shù)的平均值，白色柱子代表水質(zhì)參數(shù)的主要分布范圍，星號代表最高值與最低值。下同。

2.2 阿特拉津及其代謝產(chǎn)物污染的時間變化特征

ATR，DEA和DIA在作物生長季各月檢出結(jié)果見表1。ATR在6—7月的地表水樣中100%檢出，8—9月檢出率稍有下降，主要原因是6月為ATR的施用期，土壤中的ATR通過降水、灌溉等產(chǎn)生的地表徑流流失進入河流，而8—9月檢出率下降則可能是因為ATR的降解。

表1 白馬河流域ATR，DEA和DIA各月檢出率

代謝產(chǎn)物DEA，DIA在前兩月檢出率較低，后兩月檢出率增加，則可能是因為代謝產(chǎn)物在剛施用之后降解量較少，而后兩月降解較多的緣故。

與國內(nèi)外其他地區(qū)關(guān)于ATR，DEA在地表水中檢出濃度的報道(表2)相比較，可以看出白馬河地表水中ATR濃度處于中等水平，DEA濃度則處于較高水平。

表2 國內(nèi)外流域ATR，DEA濃度 μg/L

白馬河ATR，DEA，DIA和SUM各月平均質(zhì)量濃度見圖2。ATR平均質(zhì)量濃度變化范圍0～2.14 μg/L之間，平均值為0.28±0.17 μg/L；ATR 7月平均質(zhì)量濃度最高(0.45 μg/L)，其次是6月(0.33 μg/L)，然后是9月(0.23 μg/L)，平均質(zhì)量濃度最低的是8月(0.13 μg/L)。

圖2 白馬河流域ATR，DEA，DIA各月平均質(zhì)量濃度及總質(zhì)量濃度(SUM)

主要原因是除草劑的施用主要集中在6月，而降水則主要集中于7月、8月，豐沛的降水經(jīng)地表徑流侵蝕土壤導(dǎo)致除草劑流失進入河流，河流流量經(jīng)地表徑流的匯入逐漸增大，導(dǎo)致初時(7月)水體中ATR濃度較高，隨著河流流量的不斷增大及ATR的降解，ATR濃度降低。

DEA平均質(zhì)量濃度變化范圍在0～8.97 μg/L之間，平均值為1.35±0.35 μg/L；DEA 9月平均質(zhì)量濃度最高(1.70 μg/L)，其次是6月(1.49 μg/L)，然后是7月(1.22 μg/L)，平均質(zhì)量濃度最低的是8月(1.00 μg/L)。DIA平均質(zhì)量濃度變化范圍在0～9.97 μg/L之間，平均值為0.71±0.47 μg/L；DIA在 9月的平均質(zhì)量濃度最高(1.17 μg/L)，其次是8月(1.04 μg/L)，然后是6月(0.38 μg/L)，平均質(zhì)量濃度最低的是7月(0.23 μg/L)。綜上所述，代謝產(chǎn)物DEA，DIA在9月濃度最高，推測此時大部分ATR在6月施用之后都逐漸降解為代謝產(chǎn)物，故其濃度最高。對比ATR，DEA和DIA可以發(fā)現(xiàn)，ATR各月平均質(zhì)量濃度均低于其代謝產(chǎn)物。DEA，DIA濃度與母體化合物的平均比值為18.44(表3)，說明河流中的ATR大部分會降解為代謝產(chǎn)物。而9月比值最高，說明此時大部分ATR已經(jīng)降解為代謝產(chǎn)物。

表3 白馬河流域各月代謝產(chǎn)物與ATR之比(Z)

SUM變化范圍在0.07～12.09 μg/L之間，平均值為2.34±0.76 μg/L，說明所有采集水樣中均有除草劑或者代謝產(chǎn)物被檢出。9月SUM最高，表明9月河流除草劑代謝產(chǎn)物自施用之后逐漸累積，污染相對較高。

2.3 阿特拉津及其代謝產(chǎn)物污染的空間變化

按照地形地貌特征可以將河流劃分為上游、中游、下游3段，按月分別評價各采樣點和河段除草劑ATR，DEA，DIA和SUM污染特征，結(jié)果見圖3?？v觀白馬河沿程各采樣點，各污染物濃度最高值大多出現(xiàn)于河流上游和中游。位于上游的大牛長水文站(s1)和中游的夾坊村(s11)的污染物濃度在各月一直處于較高水平。除6月下游郭里鎮(zhèn)北洼七里溝(s15)DEA，SUM質(zhì)量濃度最高(分別為5.69 μg/L，6.19 μg/L)外，其余各月下游污染物濃度均相對較低，這可能與河流下游河道寬闊、水流量大、稀釋作用較強有關(guān)，導(dǎo)致下游污染物濃度較低。

圖3 白馬河流域6—9月ATR，DEA，DIA及其總合(SUM)沿程濃度變化情況

對比分析6月各河段ATR，DEA和DIA濃度，上、中、下游沒有顯著的差別，主要原因可能是6月為除草劑ATR的施用季節(jié)，除草劑在流域廣泛施用，流失普遍，導(dǎo)致整條河流的除草劑污染在空間分布上沒有明顯的差別。

對比6—9月各河段SUM，隨著時間推移，上游和中游SUM呈增長趨勢，可能與ATR降解生成DEA和DIA有關(guān)；而下游SUM呈下降趨勢，可能與雨季下游水量增長速度快，稀釋作用不斷加強有關(guān)。

2.4 阿特拉津及其代謝產(chǎn)物的生態(tài)風(fēng)險評價

選取ATR外推因子(AF，the assessment factor)為10，DEA，DIA選取AF為100，確定污染物的 PNEC[25]，ATR，DEA和DIA的PNEC分別為10，20，30 μg/L (表4)。一般認為，當RQ>1時，為高風(fēng)險；RQ介于0.1～1之間時，為中等風(fēng)險；當RQ<0.1時，為低風(fēng)險[32]。為了嚴格地評價地表水中農(nóng)藥的潛在危害，在本研究中農(nóng)藥的風(fēng)險等級以該農(nóng)藥最大RQ值所在風(fēng)險等級為準。評價結(jié)果顯示，ATR，DEA和DIA風(fēng)險等級均為中等，但ATR僅在河流中游1個采樣點(毛堂水文站，s6)具有中等風(fēng)險(RQ為0.21)，其他河段風(fēng)險等級為低等；DIA在上游3個采樣點(東紀溝大橋，s4；馬樓水文站，s5)中存在中等風(fēng)險，RQ分別為0.17，0.14，0.33；DEA共在15個采樣點中具有中等風(fēng)險，占采樣點總數(shù)的21.1%，其中8個采樣點位于河流上游(大牛長水文站，s1；東紀溝大橋，s4；馬樓水文站，s5)，6個位于中游(石里溝支流，s10；夾坊村，s11)，1個位于下游(郭里鎮(zhèn)北洼七里溝，s15)。綜合ATR，DEA和DIA具有中等風(fēng)險的采樣點的空間分布，發(fā)現(xiàn)河流下游僅分布有1個采樣點，其余采樣點均位于河流上、中游，說明ATR，DEA和DIA的污染在白馬河上、中游較為嚴重，下游污染較輕。

表4 對魚類、水生無脊椎動物和藻類的生態(tài)毒性終點及農(nóng)藥的相關(guān)PNEC值(有效值)

3 討 論

與母體化合物(ATR)一樣，代謝產(chǎn)物DEA也被列為危害性較強的污染物，具有較高的生態(tài)風(fēng)險，其在環(huán)境中的殘留同樣備受關(guān)注。然而，目前針對水環(huán)境中ATR代謝產(chǎn)物污染的時空分布開展的研究相對較少。代謝產(chǎn)物由母體化合物降解而來，其在水環(huán)境中的污染的時空分布不僅與農(nóng)業(yè)徑流的輸入有關(guān)，還與母體化合物降解的速率、周圍環(huán)境條件(如pH值、電導(dǎo)率等)有關(guān)，表現(xiàn)出與母體化合物不一樣的時空分布特征。例如，本研究分析表明，地表水中母體化合物ATR的濃度在農(nóng)藥施用的早期(作物生長季的幼苗期)相對較高，而代謝產(chǎn)物則在作物生長季成熟期濃度較高，這是因為ATR降解為代謝產(chǎn)物需要一定的時間造成的。水環(huán)境中代謝產(chǎn)物濃度的時空分布的滯后性，這就需要對地表水環(huán)境作出與母體化合物不一樣的措施。

此外，與大尺度流域相比，農(nóng)業(yè)小流域流量小，稀釋作用弱，對污染的稀釋作用差，而農(nóng)業(yè)流域農(nóng)藥施用廣泛，污染輸入量大，導(dǎo)致農(nóng)業(yè)小流域污染負荷相對較高，往往存在比干流的污染更嚴重的現(xiàn)象，故而農(nóng)業(yè)小流域的農(nóng)藥污染狀況更需要得到關(guān)注。針對農(nóng)業(yè)小流域污染防控，可以采取退耕還林、還草或建立河岸植被緩沖帶、人工濕地等措施，能夠有效攔截農(nóng)藥等面源污染物進入河流，減少對河流湖泊的污染。

4 結(jié) 論

(1) 在作物生長季所有采集的水樣中均有除草劑ATR及其代謝產(chǎn)物DEA，DIA檢出，ATR，DEA和DIA檢出率分別為95.77%，95.77%，92.96%，說明在研究區(qū)內(nèi)存在普遍的除草劑污染。

(2) ATR在6—7月的地表水樣中100%檢出，8—9月檢出率稍有下降，代謝產(chǎn)物DEA，DIA在前兩月檢出率較低，后兩月檢出率增加。

(3) 與國內(nèi)外同類地區(qū)研究相比，白馬河流域ATR污染處于中等水平，但其代謝產(chǎn)物DEA污染相對較高。

(4) ATR在6月廣泛施用，但是在地表水中7月平均濃度最高，主要與6月末至8月初降雨相對集中，地表徑流侵蝕土壤導(dǎo)致除草劑流失進入河流；代謝產(chǎn)物DEA，DIA在9月濃度最高，這與母體化合物轉(zhuǎn)化為代謝產(chǎn)物需要一定的時間有關(guān)。作物生長季中9月總除草劑濃度最高，其中代謝產(chǎn)物占有較大比重。兩種代謝產(chǎn)物在水體中的濃度遠大于母體化合物ATR，對白馬河地表水的污染也更為顯著。

(5) 生態(tài)風(fēng)險評價結(jié)果顯示ATR，DEA和DIA風(fēng)險等級處于中等水平；19個中等風(fēng)險數(shù)據(jù)中，其中18個為代謝產(chǎn)物濃度達到中等風(fēng)險值。在本研究區(qū)，代謝產(chǎn)物濃度遠高于ATR，代謝產(chǎn)物濃度與母體化合物的濃度的平均比值為18.44，因此，應(yīng)該加強對代謝產(chǎn)物DEA和DIA的研究和控制，采取與母體化合物不一樣的措施。