農(nóng)藥—重金屬鉛復(fù)合污染生態(tài)毒理效應(yīng)研究進(jìn)展

王曉嵐，錢嬌娟，劉沁雨，尹曉輝

摘要 闡述了目前國內(nèi)外農(nóng)藥與重金屬的污染現(xiàn)狀，探討了農(nóng)藥與重金屬復(fù)合污染對土壤微生物、植物、動物的生態(tài)毒理效應(yīng)，最后對今后的研究方向進(jìn)行了展望，包括加強(qiáng)研究農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染對環(huán)境生物影響的機(jī)理，短期與長期研究并重。

關(guān)鍵詞 農(nóng)藥；重金屬；復(fù)合污染；生態(tài)毒理

中圖分類號 X71 文獻(xiàn)標(biāo)識碼 A 文章編號 0517-6611（2018）06-0021-05

Research Progress on Ecotoxicological Effects of Compound Pollution of Pesticides and Heavy Metals

WANG Xiaolan， QIAN Jiaojuan， LIU Qinyu et al （Zhejiang A & F University， Hangzhou， Zhejiang 311300）

Abstract The present situation of pollution of pesticides and heavy metals at home and abroad was described， the ecotoxicological effects of compound pollution of pesticides and heavy metals on soil microbes， plants and animals were discussed. Finally， the future research directions were prospected， including strengthening research on the mechanism of pesticide heavy metal compound pollution on the environment， and emphasizing both shortterm and longterm research.

Key words Pesticides；Heavy metals；Compound pollution；Ecotoxicology

我國是農(nóng)藥大國，產(chǎn)量居世界第一。據(jù)農(nóng)藥協(xié)會統(tǒng)計，2015年我國農(nóng)藥總產(chǎn)量為132.8萬t，其中除草劑占622%，殺蟲劑占22.8%，殺菌劑占12.7%。但隨著農(nóng)藥產(chǎn)業(yè)的迅速發(fā)展和大面積推廣使用，其污染效應(yīng)也擴(kuò)展到整個生態(tài)系統(tǒng)。研究表明，所施除草劑20%～70%會長期殘留在土壤中，殺蟲劑也只有10%～20%附著于作物表面，大部分殘留通過降雨、沉降和徑流進(jìn)入河流湖泊。此外，人類活動產(chǎn)生的工業(yè)廢水和生活污水不斷排放，使重金屬污染成為危害很大的水污染問題之一。隨著工農(nóng)業(yè)的逐漸發(fā)展，越來越多的污染物進(jìn)入環(huán)境并共存，多種污染物共存時，往往會產(chǎn)生相互作用和影響，從而改變彼此的環(huán)境行為和生態(tài)毒性。

關(guān)于復(fù)合污染，國內(nèi)學(xué)者周啟星等[1]較為系統(tǒng)地闡述了復(fù)合污染的定義，指存在于同一環(huán)境介質(zhì)或生態(tài)系統(tǒng)同一分室的2種或2種以上不同性質(zhì)的環(huán)境污染物之間發(fā)生聯(lián)合作用的現(xiàn)象。近幾年，有學(xué)者主要集中于農(nóng)藥與金屬復(fù)合污染的效應(yīng)及農(nóng)藥復(fù)合污染物對土壤動物（蚯蚓）、微生物和植物的生態(tài)毒理影響進(jìn)行研究，取得了重要成果[2-5]。但總體看來，環(huán)境中重金屬-農(nóng)藥復(fù)合污染的生態(tài)毒理研究仍面臨許多問題[6]，其中效應(yīng)與機(jī)理研究是復(fù)合污染研究的核心內(nèi)容，也是解決復(fù)合污染的關(guān)鍵[7]。因此，農(nóng)藥-重金屬對生態(tài)環(huán)境的污染已成為生態(tài)毒理領(lǐng)域較為關(guān)注的熱點。筆者對農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染對土壤、植物以及動物影響方面的研究動態(tài)進(jìn)行綜合分析，對一些研究熱點和需要強(qiáng)化的方面進(jìn)行展望。

1 農(nóng)藥與重金屬污染現(xiàn)狀

我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中廣泛使用的有機(jī)磷類殺蟲劑（毒死蜱、馬拉硫磷、乙酰甲胺磷、辛硫磷、水胺硫磷等）、氨基甲酸酯類殺蟲劑（丁硫克百威、滅多威、仲丁威等）、新煙堿類殺蟲劑（吡蟲啉、噻蟲嗪、 阿維菌素）、除蟲菊酯類殺蟲劑（溴氰菊酯、高效氯氰菊酯、氯氟氰菊酯、聯(lián)苯菊酯等）、三氮苯類除草劑（阿特拉津、西瑪津等）、殺菌劑[百菌清、多菌靈、三唑類（三唑醇、三唑酮）、戊唑醇等]等農(nóng)藥之間可能存在相互作用，可能產(chǎn)生相加、協(xié)同等復(fù)合效應(yīng)，對農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和消費者健康造成的危害可能超過單一農(nóng)藥殘留。研究結(jié)果表明，土壤中毒死蜱和乙草胺殘留量為0.05、0.10 mg/L，而水田中乙草胺最高允許濃度為0.01 mg/L[8]。在我國松花江的沉積物中檢出乙草胺濃度在0.47～11.76 μg/kg[9]，淮河流域的沉積物中檢出濃度為3 900～6 600 μg/kg[10]。有報道顯示，乙草胺在表面水中的濃度在0.05～2.50 μg/L[11]，在山東萊州灣和膠州灣的海水中最大濃度達(dá)78.5 ng/L，2003—2004年北京官廳水庫檢測到的殘留濃度最大為1.50 ng/L，平均濃度為055 ng/L[12]。莠去津在吉林省玉米種植區(qū)耕層土壤中平均殘留量為 0.018～0.116 mg/kg；乙草胺殘留量為0.010～0235 mg/kg[13]。有研究表明，我國有機(jī)磷農(nóng)藥在四川茶園土壤中的檢出率高，檢出點數(shù)為150個，檢出率達(dá)35.46%，其中水胺硫磷的檢出率為9.22%，最大殘留量為0.062 mg/kg[14]；2009年國際綠色和平組織在我國北京、上海和廣州等城市對常見蔬菜和水果農(nóng)藥殘留檢測結(jié)果顯示，選取的45個樣品中，40個樣品檢測出50種農(nóng)藥殘留，30個樣品至少5種以上殘留農(nóng)藥。有報道稱，泉州灣中養(yǎng)殖貝類體內(nèi)有機(jī)氯類農(nóng)藥總殘留濃度為158 ～ 257 ng/g（DW）；漢江黃顙魚肌肉中六六六（HCHs）含量平均為 0.48 ng/g（WW）；滴滴涕（DDTs）含量平均為24 ng/g（WW）；鯽魚肌肉和肝臟中氯氰菊酯的殘留濃度分別為5.4和7.2 ng/g（DW）[15]。這給我國農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和消費帶來了風(fēng)險隱患，目前已成為社會與公眾關(guān)注的熱點問題。

鉛（Pb）是天然存在的重金屬，隨著工業(yè)的發(fā)展，Pb在水環(huán)境中含量逐步上升。農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境重金屬Pb的污染源極多，工業(yè)污染包括廢棄尾礦、蓄電池制造業(yè)、金屬冶煉業(yè)、印刷業(yè)、機(jī)械制造、造船及拆船業(yè)等，還有汽車尾氣、含Pb汽油廢棄污染、家庭裝修的涂料、油漆等。Pb不是作物生長的必需元素，而是重金屬元素中“五毒”之一，隨著資源的開發(fā)利用日益加劇，污染土壤中Pb 含量高達(dá)1 000～5 000 mg/kg，通過土壤遷移到糧食、蔬菜和水果中的Pb含量達(dá) 0.79～12800 mg/kg[《食品中鉛限量衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》（GB 14935—94） 0.02～ 0.50 mg/kg[16]]，通過土壤-作物系統(tǒng)進(jìn)入食物鏈引起的 Pb中毒比率呈逐年上升趨勢[17]。有資料顯示，鉛鋅礦廢棄區(qū)周邊土壤Pb含量高達(dá)2 708 mg/kg，污染稻田和林地土壤綜合污染指數(shù)均大于3，屬于重度污染；普通稻田也達(dá)中度污染；蘿卜可食部分Pb超標(biāo)220倍[18]。近年來，我國食品Pb污染事件頻發(fā)，嚴(yán)重威脅著人們的生命安全，已成為食品安全的熱點問題。2010年四川省內(nèi)江市隆昌縣漁箭鎮(zhèn)等地經(jīng)血液化驗49人血Pb含量超標(biāo)，其中兒童 47人；2010 年陜西省鳳翔縣東嶺集團(tuán)冶煉公司環(huán)評范圍內(nèi)2個村莊的731名兒童接受檢測中，615人為高鉛血癥或鉛中毒；2011年福建省南安市康美鎮(zhèn)福鐵村莊水井水質(zhì)Pb含量超標(biāo)，20多名兒童被查出血Pb超標(biāo)；2011年廣東省河源市紫金縣河源三威電池Pb污染，造成 241名村民及學(xué)生血Pb超標(biāo)，其中96名重度超標(biāo)，35名患者需要排Pb治療[17]。

2 農(nóng)藥與重金屬復(fù)合污染的生態(tài)毒理效應(yīng)

2.1 復(fù)合污染對土壤微生物的生態(tài)毒理效應(yīng)

2.1.1 對土壤微生物活性的影響。土壤微生物活性是指土壤中所有微生物（包括細(xì)菌、真菌、放線菌、原生動物、藻類及微小動物）的總體代謝活性。其中，土壤呼吸強(qiáng)度作為表征土壤生物能量代謝及生命活動的有效指標(biāo)，一直受到學(xué)者的重視[19]。有研究表明，在十溴二苯醚（BDE209）和Cd復(fù)合污染下，土壤培養(yǎng)微生物群落和酶活性數(shù)據(jù)表明，2種污染物的敏感性從大到小依次為細(xì)菌、真菌、放線菌和脲酶、糖酶[20]。有報道顯示，隨著BDE209和四溴雙酚A（TBBPA）濃度的升高，微生物群體的抑制率存在劑量效應(yīng)關(guān)系[21]。但關(guān)于農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染對土壤微生物活性的影響研究較少。張清敏等[22]研究發(fā)現(xiàn)，在涕滅威復(fù)合污染體系對微生物的影響中，呼吸強(qiáng)度是最為敏感的指標(biāo)之一。張惠文等[23]在研究乙草胺-銅離子對黑土農(nóng)田微生物的聯(lián)合作用時也發(fā)現(xiàn)了土壤呼吸被抑制，并且表現(xiàn)出明顯的乙草胺-銅離子協(xié)同毒性效應(yīng)。鄒小明等[24]研究發(fā)現(xiàn)，氯氰菊酯與Cd2+復(fù)合污染、Cd2+單一污染均可降低土壤微生物量碳（MC）和微生物量氮氣（MN）的活性，表現(xiàn)為抑制效應(yīng)；而氯氰菊酯單一污染則表現(xiàn)為先激活效應(yīng)再恢復(fù)，且該效應(yīng)與氯氰菊酯濃度呈正相關(guān)，結(jié)果表明，氯氰菊酯與Cd2+復(fù)合污染對土壤質(zhì)量的影響表現(xiàn)為加和效應(yīng)。有研究表明，經(jīng)過Cd、Pb和呋喃丹單一或復(fù)合污染的土壤微生物群落DNA序列均有不同程度的改變，重金屬-呋喃丹復(fù)合污染對土壤微生物的影響比單一污染嚴(yán)重[25]。但周垂帆[26]研究發(fā)現(xiàn)，在草甘膦和重金屬共存的環(huán)境中，草甘膦能夠降低重金屬對發(fā)光菌的毒性。鄧鐵柱等[27]研究表明，乙草胺與重金屬對發(fā)光菌的聯(lián)合毒性主要以拮抗為主。此外，在Cd和五氯苯酚（PCP）相互作用下，土壤生物量降低了20%和40%，從而導(dǎo)致土壤的修復(fù)能力下降，對整個生態(tài)環(huán)境造成了嚴(yán)重影響[28]。

2.1.2 對土壤酶活性的影響。土壤酶是土壤生態(tài)系統(tǒng)代謝的主要動力，土壤中所進(jìn)行的一切生物學(xué)和化學(xué)過程都要在酶的催化下才能完成，其催化作用對土壤中C、N、P、S等元素的循環(huán)與遷移有著重要作用。土壤酶主要來源于土壤微生物和植物根系的分泌物及動植物殘體分解釋放的酶[29]。有研究表明，納米級別的重金屬顆粒會對脲酶、磷酸酶和β-葡萄糖苷酶的活性產(chǎn)生影響，最終影響土壤質(zhì)量及其再生能力[30]，脫氫酶和脲酶活性受Pb顯著抑制[31]。

重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染對土壤酶的影響明顯大于單一污染。程鳳俠等[32]研究發(fā)現(xiàn)，Cu和草甘膦復(fù)合污染時，對過氧化氫酶的毒性大于單一污染，對淀粉酶、脲酶和磷酸酶的毒性，小于Cu單一污染，但大于草甘磷。氯氰菊酯與Cd2+聯(lián)合作用表現(xiàn)為加和效應(yīng)，低濃度復(fù)合污染處理土壤酶活性與對照相比差異較小，而較高濃度復(fù)合污染可有效激活蔗糖酶活性[33]。Hg和一些多環(huán)芳烴（如芘）的混合物會導(dǎo)致土壤酶活性顯著增加，并且與濃度相關(guān)[34]。

研究發(fā)現(xiàn)，農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染對不同酶影響是有區(qū)別的。莠去津-Cu的協(xié)同作用主要表現(xiàn)為對磷酸酶活性的影響，且磷酸酶最為敏感，而對脲酶活性酶無明顯影響[35]。復(fù)合污染的交互作用隨著丁草胺和Cd濃度比例的不同和處理時間的不同，對脲酶分別會產(chǎn)生拮抗作用和協(xié)同作用[29]。BDE209和TBBPA聯(lián)合暴露對過氧化氫酶或糖化酶活性均表現(xiàn)出拮抗作用，而對脲酶活性而言，為協(xié)同作用[21]。苗靜等[36]研究發(fā)現(xiàn)，DOP與Pb復(fù)合污染對過氧化氫酶活性具有協(xié)同作用；對轉(zhuǎn)化酶活性以拮抗作用為主；對脲酶低濃度水平時表現(xiàn)為協(xié)同作用，中、高濃度水平時表現(xiàn)為拮抗作用；對磷酸酶低濃度水平時表現(xiàn)為拮抗作用，高濃度水平則主要表現(xiàn)為協(xié)同作用。有研究表明，全氟辛酸（PFOA）、全氟辛烷磺酸（PFOS）和Cd相互作用顯著促進(jìn)了過氧化氫酶活性，而對蔗糖酶活性影響較小[37]。

綜上所述，復(fù)合污染對土壤酶的研究大多集中于單一污染，有關(guān)復(fù)合污染尤其是農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染報道較少，且缺乏系統(tǒng)性。

2.2 對植物的影響 由于重金屬是不可降解的，土壤中重金屬的積累可能對土壤中的植物產(chǎn)生長期影響。因此，研究農(nóng)藥-重金屬對植物的聯(lián)合作用是十分必要的。從個體水平上看，種子發(fā)芽率和根伸長等指標(biāo)已被用作短期植物毒性試驗的終點[38]。有研究表明，低濃度的Cu2+能促進(jìn)小白菜的發(fā)芽率，而在高濃度則為抑制；但當(dāng)在Cu2+和CPM復(fù)合污染下，其對白菜種子萌發(fā)和芽、根伸長的毒性效應(yīng)程度從大到小依次為根伸長、芽伸長、發(fā)芽率[39]。在Cd2+、Cu2+與氯嘧磺隆復(fù)合污染對小麥種子的研究中發(fā)現(xiàn)，三者復(fù)合污染對小麥發(fā)芽率抑制具有顯著的協(xié)同作用；在高濃度處理時抑制率達(dá)70%[40]。這表明植物根部對污染較為敏感，復(fù)合污染對植物生長發(fā)育存在潛在風(fēng)險。

從分子水平上看，低濃度Cd2+與毒死蜱復(fù)合污染對白菜的CAT活性有明顯的抑制作用；而高濃度Cd2+與毒死蜱復(fù)合污染時對CAT活性有明顯抑制效應(yīng)；同時也會對植株內(nèi)可溶性糖的積累有所抑制[41]。在呋喃丹和敵草隆復(fù)合污染對微藻的研究中發(fā)現(xiàn)，二者混合物顯著抑制了細(xì)胞生長（葉綠素含量）和細(xì)胞形態(tài)（復(fù)雜性和細(xì)胞大小）變化[42]。而重金屬與農(nóng)藥復(fù)合脅迫下，可溶性糖含量總體呈下降趨勢[43]。在Cd和PCP聯(lián)合作用下，小麥的植物生物量被抑制和降低了89%和92%[44]。金彩霞等[45]研究發(fā)現(xiàn)，隨著Cd濃度的升高，小麥生物量呈現(xiàn)下降趨勢，Cd和豆磺隆對小麥生物量的抑制與影響起到協(xié)同作用，并且根部Cd積累量均大于地上部位。吳慶鈺等[46]研究表明，Cd與芐嘧磺隆復(fù)合污染能破壞根尖細(xì)胞結(jié)構(gòu)，使表皮細(xì)胞破裂，核仁解體，而且細(xì)胞 DNA 的受損程度隨Cd濃度的升高而增大。超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化物酶（POD）均被認(rèn)為是植物體中抗氧化酶系統(tǒng)的組成部分，其在復(fù)合污染條件下活性發(fā)生改變，即小麥在氯嘧磺隆分別與Cd和Cu的共同脅迫下，其 SOD、POD 活性均增大[40]。 PFASs和Cd的聯(lián)合應(yīng)激降低了小麥和油菜籽中植物的生物量和葉綠素（Chl）含量，而丙二醛（MDA）含量、SOD和POD活性在小麥中增大[37]。植物在受到環(huán)境脅迫時，短時間會產(chǎn)生大量活性氧（ROS），這會誘導(dǎo)植物產(chǎn)生更多SOD、過氧化氫酶（CAT），造成SOD、CAT活性上升，但當(dāng)脅迫濃度進(jìn)一步升高時，則會導(dǎo)致SOD、CAT活性下降，進(jìn)而對植物造成危害，多有“低促高抑”的特點，這在幼苗期尤為明顯。

46卷6期 王曉嵐等 農(nóng)藥-重金屬鉛復(fù)合污染生態(tài)毒理效應(yīng)研究進(jìn)展2.3 對動物的影響

2.3.1 對脊椎動物的影響。重金屬與農(nóng)藥的單一毒性試驗難以客觀反映污染物共存時對生物體的危害程度，因此研究毒物的聯(lián)合毒性效應(yīng)顯得十分重要，如金屬與金屬之間、農(nóng)藥與農(nóng)藥之間、金屬與農(nóng)藥之間的復(fù)合污染。宋志慧等[47]研究金屬之間復(fù)合污染（如Cu2+、Cd2+、Cr6+）對斑馬魚聯(lián)合毒性的作用中發(fā)現(xiàn)，Cd2+分別與Cu2+、Cr6+共存時，對斑馬魚聯(lián)合作用表現(xiàn)為增加的協(xié)同作用，而Cu2+、Cr6+共存時，表現(xiàn)出毒性降低的拮抗作用。梁秋燕等[48]研究發(fā)現(xiàn)，Zn2+與Cd2+在不同毒性單位配比下，對斑馬魚的5個毒理學(xué)終點48hpf凝結(jié)、48hpf心律、72hpf凝結(jié)、72hpf 孵化、72hpf畸形不完全相同。國內(nèi)也有不少學(xué)者研究了毒死蜱與化合物對生物的復(fù)合污染，主要是研究復(fù)合污染對生物的毒性評估、毒性效應(yīng)以及對生物標(biāo)志物的影響等。如同為有機(jī)磷農(nóng)藥的毒死蜱與樂果聯(lián)合染毒可增加大鼠肝臟SOD、CAT 2種抗氧化酶的活性以及MDA濃度，聯(lián)合作用表現(xiàn)為相加[49]。趙于丁[50]研究發(fā)現(xiàn)，毒死蜱與氟蟲腈等4種農(nóng)藥混合對斑馬魚的乙酰膽堿酶、P450酶、谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶有不同的指示作用，如誘導(dǎo)谷胱甘肽S轉(zhuǎn)移酶（GST）活性等，達(dá)到良好的檢測效果。文一[51]研究發(fā)現(xiàn)，毒死蜱與阿特拉津聯(lián)合暴露對鯉魚的亞慢性效應(yīng)時的肝組織出現(xiàn)病理變化，肝、鰓的自由基活性與過氧化酶的活性變化影響機(jī)體正常的生理機(jī)能，具有毒性作用。0.01 mg/L毒死蜱可引起斑馬魚胚胎畸形與死亡，與Ni混合污染出現(xiàn)拮抗效應(yīng)[52]；毒死蜱-阿特拉津-特丁津三者復(fù)合污染對斑馬魚早期胚胎毒性表現(xiàn)為協(xié)同效應(yīng)，引起胚胎畸形、游泳能力下降等[53]；β-氯氰菊酯和毒死蜱復(fù)合污染引起斑馬魚胚胎畸形和死亡，并影響孵化率，降低了CAT、SOD和GST活性和MDA含量，導(dǎo)致氧化損傷[54]；也有研究顯示，乙草胺和重金屬（Cu、Zn）對斑馬魚胚胎的聯(lián)合毒性以協(xié)同效應(yīng)為主[55]。文一[51]研究了毒死蜱與氧化樂果混合可使SD大鼠的精子出現(xiàn)多種畸形現(xiàn)象，導(dǎo)致精子質(zhì)量降低，對細(xì)胞造成損傷，對大鼠的生殖毒性與神經(jīng)毒性具有協(xié)同作用。國內(nèi)對乙草胺的復(fù)合污染對脊椎動物的影響的報道較少，但對蚯蚓有少量報道。梁繼東等[56]研究發(fā)現(xiàn)，不同濃度的Cu與乙草胺混合對赤子愛蚯蚓的毒性變化不一，高濃度的毒性作用會增加。

近幾年，關(guān)于Pb污染在水體中的環(huán)境效應(yīng)對水生生物的影響的研究越來越多。有報道表明，Pb暴露導(dǎo)致Bufo arenarum胚胎畸形的增加[57]，會導(dǎo)致Rana sphenocephala的幼體發(fā)育遲緩甚至胚胎死亡[58]。暴露于水中的Pb2+被發(fā)現(xiàn)會與許多酶上的巰基結(jié)合導(dǎo)致腦和肌肉中的硫酸活性降低以及動物心臟中的疏基丙酮硫轉(zhuǎn)移酶（MPST）和兒茶酚抑素（CST）活性的降低[59]。有研究表明，Pb與1-H-苯并三唑聯(lián)合污染會導(dǎo)致肝特異性脂肪酸結(jié)合蛋白的表達(dá)增加，最終導(dǎo)致肝萎縮[60]。有報道顯示，不同種類的兩棲動物均可以富集Pb[61]，重金屬Pb可縮短胚胎出膜時間或影響出膜率，抑制蝌蚪生長發(fā)育及變態(tài)進(jìn)程減緩，變態(tài)成功率低[62]；影響細(xì)胞、組織和器官分化發(fā)生，增加畸形率[63]；有研究表明，重金屬會改變兩棲動物激素水平，并影響其生長發(fā)育和生殖發(fā)育[64]。有報道表明，Pb暴露導(dǎo)致Bufo arenarum胚胎畸形的增加[57]，會導(dǎo)致Rana sphenocephala的幼體發(fā)育遲緩甚至胚胎死亡[65]。暴露于水中的Pb2+被發(fā)現(xiàn)會與許多酶上的巰基結(jié)合導(dǎo)致腦和肌肉中的硫酸活性降低以及動物心臟中的MPST和CST活性降低[59]。Pb對兩棲類毒性的研究主要集中在高劑量暴露，與環(huán)境中的低劑量暴露情況區(qū)別很大。因此，需要研究低劑量暴露Pb可能產(chǎn)生的影響[66]。Pb誘導(dǎo)褐牙鲆抗氧化酶（GST、SOD、CAT）活性，增加MDA含量[67]?？锷倨降萚68]通過Pb對泥鰍的毒性試驗，發(fā)現(xiàn)Pb能降低泥鰍的存活率，影響其生殖、生理的變化，誘發(fā)泥鰍血紅細(xì)胞與卵細(xì)胞畸變，破壞細(xì)胞正常生長，并且Pb能使泥鰍具有較強(qiáng)的雌激素活性。汪斌等[69]研究發(fā)現(xiàn)，Pb在鯽魚組織中的分布規(guī)律為魚肝>魚鰓>魚鱗、魚皮>魚肉。劉艷平等[70]研究了底泥中Pb2+含量196.23～2 519.60 mg/kg對鯉魚紅細(xì)胞的微核細(xì)胞率的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，微核細(xì)胞率與Pb2+濃度、暴露時間均呈一定的劑量效應(yīng)關(guān)系，證明了河流底泥中的Pb2+具有細(xì)胞遺傳毒性[70]。另有研究表明，Pb對鯽魚肝臟內(nèi)的酶（CAT、SOD）活性具有誘導(dǎo)作用；低濃度時抑制GST、谷胱甘肽過氧化物酶（GSH-Px）活性，表明Pb對鯽魚有發(fā)育毒性[71]。黃偉[67]在研究褐牙鮃早期生活階段抗氧化系統(tǒng)防御系統(tǒng)對Pb脅迫試驗中發(fā)現(xiàn)，幼魚在高濃度暴露組時生長受到抑制，體長、體重顯著低于對照組，Pb暴露引起變態(tài)期幼魚的GSH含量增加。

2.3.2 對無脊椎動物的影響。目前，有關(guān)農(nóng)藥-重金屬對無脊椎動物的研究較少，研究對象主要為蚯蚓，蚯蚓是土壤系統(tǒng)中重要的組成部分，占土壤總動物生物量的 60%～80%，長期暴露在土壤中，被認(rèn)為是最適合對土壤中化學(xué)物質(zhì)進(jìn)行毒性測試的物種之一，是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤物質(zhì)生物小循環(huán)中重要的環(huán)節(jié)[72]。有研究表明，草甘膦能夠降低Cu對蚯蚓的急性毒性；Cu濃度一定時，草甘膦的存在可使蚯蚓體重?fù)p失顯著降低，產(chǎn)繭量增加，對Cu的富集減少。除此之外，Cu所引起的蚯蚓SOD、CAT、MDA的異常都一定程度上得到緩解。兩者復(fù)合后毒性降低表現(xiàn)為拮抗作用[26]。另有相似研究Cu、Cd 單一及復(fù)合污染對蚯蚓血細(xì)胞微核的影響，結(jié)果表明，復(fù)合效應(yīng)小于單一效應(yīng)之和，說明復(fù)合污染對其毒性具有明顯的拮抗作用[73]。這與陳晨[74]的研究結(jié)果相似，二元、三元農(nóng)藥混合污染雖不會產(chǎn)生顯著的協(xié)同或拮抗毒性效應(yīng)，整體仍呈現(xiàn)出濃度相加的特點，且混合污染物仍有可能產(chǎn)生危害效應(yīng)。有報道表明，Cd2+和 Pb2+復(fù)合污染對長牡蠣胚胎和幼蟲的毒性效應(yīng)分別為簡單相加和協(xié)同作用，此外，復(fù)合暴露會導(dǎo)致長牡蠣胚胎細(xì)胞 DNA 損傷程度增大[75]。重金屬Cd、Cu與石油烴對沙蠶的聯(lián)合毒性效應(yīng)，與其不同的濃度組合有關(guān)，隨著石油烴濃度的變化，聯(lián)合效應(yīng)分別表現(xiàn)為聯(lián)合及拮抗作用，且乙酰膽堿酯酶的活性被顯著抑制，最大抑制率可達(dá)90%以上[76]。但也有其他研究表明，當(dāng)蚯蚓暴露在常用殺蟲劑毒死蜱-噻蟲胺-乙草胺的3級混合物中時，表現(xiàn)出明顯的協(xié)同作用[77]。

此外，復(fù)合污染對無脊椎動物的影響研究對象還有大型溞。有研究表明，草甘膦和As（Ⅲ）對大型溞的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為拮抗作用[78]。有相似研究結(jié)果的還有Cu2+與DBP或DEHP對大型溞的聯(lián)合毒性也表現(xiàn)為拮抗作用[79]。有報道表明，Cd-Zn混合物形態(tài)學(xué)改變的胚胎發(fā)現(xiàn)嚴(yán)重的發(fā)育缺陷[80]，而作為水生生物聯(lián)合毒性作用的敏感指標(biāo)金屬硫蛋白（MT），有研究表明，Cd與Zn復(fù)合污染對大型溞體內(nèi)的金屬硫蛋白（MT）存在著低濃度協(xié)同、中濃度加和、高濃度拮抗作用[81]。超氧化物歧化酶（SOD）同樣再被用于研究重金屬聯(lián)合毒性效應(yīng)的生物標(biāo)志物，當(dāng)大型溞暴露于Cd、和Zn時，SOD活性明顯表現(xiàn)為先增加后減少，說明Cd和Zn聯(lián)合暴露對大型溞的SOD活性有抑制作用[82]。農(nóng)藥之間聯(lián)合毒性對大型溞的研究表明，3種酰胺類除草劑甲草胺、乙草胺和丁草胺符合污染對大型溞毒性顯著，處理組大型溞體長明顯短于對照組[83]。

有研究表明，Pb會在生物體內(nèi)富集，但搖蚊相比其他底棲無脊椎生物而表現(xiàn)出了更耐受性，將Pb污染條件下的搖蚊給魚類投喂，結(jié)果顯示，Pb在魚類體內(nèi)也有不同程度的富集[84]。有研究表明，搖蚊幼蟲對Pb的敏感性較差，2，4-DCP對搖蚊幼蟲表現(xiàn)為高等毒性[85]。有報道稱，氯菊酯和Cd對搖蚊的聯(lián)合毒性表現(xiàn)為拮抗作用[86]。而在農(nóng)藥毒死蜱-吡蟲啉-樂果三元污染對搖蚊的毒性表現(xiàn)為協(xié)同作用，推測可能是有相同的MOA造成的[87]。

雖然復(fù)合污染對無脊椎動物的研究頗多，但是低劑量農(nóng)藥-Pb復(fù)合污染對無脊椎動物的研究較為缺乏，在今后的研究中應(yīng)進(jìn)一步探索。

3 展望

隨著環(huán)境問題日益受到重視，農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染的研究正處于不斷深入和完善之中，但仍存在需要加強(qiáng)的研究方向，尤其是農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染機(jī)理的研究，是研究農(nóng)業(yè)環(huán)境污染現(xiàn)狀及制定污染治理的根本依據(jù)。

首先，農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染對環(huán)境生物影響的機(jī)理應(yīng)加強(qiáng)研究。目前大多數(shù)研究仍處在對單一農(nóng)藥或農(nóng)藥與農(nóng)藥污染的機(jī)理研究，而對復(fù)合污染，尤其是農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染機(jī)理研究較為缺乏，且缺乏系統(tǒng)性。要借助更先進(jìn)的技術(shù)手段，進(jìn)一步拓寬復(fù)合污染的研究領(lǐng)域，深化復(fù)合污染機(jī)理研究，進(jìn)一步揭示復(fù)合污染的致毒途徑及其機(jī)理，加強(qiáng)復(fù)合污染成果的應(yīng)用。

其次，短期與長期研究并重。由于環(huán)境中大多數(shù)有害物質(zhì)殘留時間較長，尤其是農(nóng)藥和重金屬，這些物質(zhì)進(jìn)入食物鏈在生物體內(nèi)富集，影響人類健康安全。因此，深入研究低劑量農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染物對環(huán)境生物長期的影響顯得尤為重要，可為農(nóng)藥-重金屬復(fù)合污染物的生態(tài)風(fēng)險評價提供重要的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和理論依據(jù)。

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