農(nóng)藥和重金屬復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的毒理效應(yīng)

顧浩天,王冬生,張?zhí)熹?滕海媛,常曉麗,袁永達(dá)

(上海市農(nóng)業(yè)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境保護(hù)研究所,上海201403)

土壤是污染物的最終受體,蓄積環(huán)境中約90%的污染物,是典型的復(fù)合污染體系[1]。農(nóng)藥-重金屬是經(jīng)常共存、分布廣泛的典型土壤污染物[2]。近年來,為提高作物產(chǎn)量,過量化學(xué)農(nóng)藥被投入使用,殘留農(nóng)藥通過地表徑流或淋溶等方式進(jìn)入水體及土壤,直接或間接地對(duì)非靶標(biāo)生物產(chǎn)生毒理脅迫[3]。同時(shí),隨著工業(yè)、畜牧業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展,土壤中出現(xiàn)重金屬殘留,對(duì)土壤中生物多樣性、豐度及分布產(chǎn)生不利影響,對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成巨大威脅[4]。

土壤中不同污染物之間相互作用、相互影響,會(huì)產(chǎn)生復(fù)合污染效應(yīng)[5]。研究多種污染物聯(lián)合作用對(duì)準(zhǔn)確、客觀評(píng)價(jià)土壤環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)具有重要意義[6]。目前,常通過采集單一污染物的毒理數(shù)據(jù),運(yùn)用濃度加和(CA)及獨(dú)立作用(IA)模型來預(yù)測(cè)復(fù)合污染物的聯(lián)合作用[7-8]。但應(yīng)用該方法的前提為各組分之間無相互作用,因此具有一定局限性。而復(fù)合指數(shù)(CI)等效應(yīng)線圖法可以定量預(yù)測(cè)各獨(dú)立組分之間的拮抗、協(xié)同作用,結(jié)果更加準(zhǔn)確可靠[9-10]。

蚯蚓是土壤中的主要無脊椎生物,在維持土壤理化結(jié)構(gòu)、提高土壤透氣性與肥力、促進(jìn)養(yǎng)分循環(huán)及有機(jī)質(zhì)礦化等方面起重要作用,被稱為“生態(tài)系統(tǒng)工程師”[11]。因其與土壤污染物直接接觸且對(duì)污染物敏感,被視為毒理風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的關(guān)鍵指示生物[12]。近年來,學(xué)者研究了重金屬和農(nóng)藥單一及復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的生態(tài)毒理效應(yīng)[2,13-17],雖因所選蚯蚓種類、測(cè)試終點(diǎn)、生物標(biāo)志物等的不同,評(píng)價(jià)結(jié)果有所差異,但重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的毒理效應(yīng)多表現(xiàn)為協(xié)同作用[10,18],或表現(xiàn)為相加[19]或拮抗作用[20],少數(shù)則具有拮抗、協(xié)同雙重作用[4,21]。本文通過系統(tǒng)綜述農(nóng)藥和重金屬單一及復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的生態(tài)毒理效應(yīng),同時(shí)對(duì)預(yù)測(cè)復(fù)合污染物的聯(lián)合作用的模型進(jìn)行評(píng)價(jià),以期為未來相關(guān)研究提供參考和依據(jù)。

1 重金屬的毒理效應(yīng)

重金屬在土壤生態(tài)系統(tǒng)中不易降解且極易富集,鋅(Zn)、鉛(Pb)、鎘(Cd)、汞(Hg)、銅(Cu)暴露會(huì)對(duì)蚯蚓的生理生化、行為活動(dòng)等造成影響,包括產(chǎn)繭量、蚓繭孵化率、生物量、生長率、性成熟、種群密度、掘穴行為、組織形態(tài)學(xué)、抗氧化酶系統(tǒng)等。Brulle等[22]研究表明,長期暴露于鎘污染土壤中的Eisenia fetida體腔細(xì)胞中金屬硫蛋白(MT)表達(dá)顯著上調(diào)。然而并非所有重金屬對(duì)蚯蚓都會(huì)產(chǎn)生毒害作用,Nakashima等[23]認(rèn)為,鎳(Ni)長期暴露不會(huì)在蚯蚓組織內(nèi)富集,但會(huì)顯著抑制其生長速率。不同種類蚯蚓因其個(gè)體大小、生理習(xí)性等方面的差異,對(duì)重金屬的敏感性和耐受性不同,如相比Lumbricus ruberus,Aporrectodea rosea對(duì)Zn污染更加敏感;相比L.ruberus和A.rosea,E.fetia對(duì)低濃度Zn污染耐受性更強(qiáng)[24]。Wijayawardena等[16]發(fā)現(xiàn),Zn和Pb的劑量低于規(guī)定的環(huán)境安全閾值時(shí),兩者復(fù)合污染仍然導(dǎo)致E.fetia死亡率達(dá)60%以上。蚯蚓對(duì)重金屬復(fù)合污染的毒性響應(yīng)遠(yuǎn)比單一污染條件更敏感[25]。部分重金屬脅迫對(duì)不同種類蚯蚓的毒理效應(yīng)見表1。

表1 重金屬脅迫對(duì)蚯蚓的毒理效應(yīng)Table 1 The toxicological effects of heavy metals on different earthworm species

2 蚯蚓生物標(biāo)志物對(duì)農(nóng)藥脅迫的響應(yīng)

生物標(biāo)志物是在生物體細(xì)胞、組織或個(gè)體水平上所能檢測(cè)到的生化、生理、組織、行為的變化,這種變化可反映環(huán)境污染物和生物效應(yīng)的相關(guān)信息[39]。蚯蚓生物標(biāo)志物可評(píng)估農(nóng)藥的環(huán)境毒理風(fēng)險(xiǎn),對(duì)土壤污染做出早期預(yù)警,目前已廣泛應(yīng)用于土壤生態(tài)毒理學(xué)研究[40]。

農(nóng)藥對(duì)蚯蚓的毒理作用可能與農(nóng)藥的作用機(jī)制、劑量、蚯蚓種類、環(huán)境條件等多種因素有關(guān)(表2)。農(nóng)藥脅迫會(huì)誘導(dǎo)蚯蚓多個(gè)生理層次上的響應(yīng):在分子水平上,農(nóng)藥在蚯蚓組織內(nèi)富集,導(dǎo)致抗氧化酶活性、基因表達(dá)、DNA結(jié)構(gòu)等方面的變化;在個(gè)體水平上,農(nóng)藥可以影響蚯蚓的生殖力、生長速率及存活率;在種群水平上,農(nóng)藥污染會(huì)影響蚯蚓的種群豐度、結(jié)構(gòu)、生物量。乙酰膽堿酯酶(AChE)主要用于評(píng)價(jià)有機(jī)磷農(nóng)藥和氨基甲酸酯類農(nóng)藥對(duì)蚯蚓的毒性作用[41]。有機(jī)磷殺蟲劑誘導(dǎo)蚯蚓的基因毒性及神經(jīng)毒性,即DNA損傷、乙酰膽堿酯酶活性顯著改變。高濃度除草劑暴露也會(huì)誘導(dǎo)DNA損傷及抗氧化酶活性的顯著變化。與兩種污染物單一作用相比,毒死蜱與氯氰菊酯復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的生長速率及生殖力毒性效應(yīng)更強(qiáng),因此評(píng)價(jià)單一農(nóng)藥的毒性可能會(huì)低估多種農(nóng)藥殘留在環(huán)境中真實(shí)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[42]。

表2 評(píng)價(jià)農(nóng)藥毒理效應(yīng)的蚯蚓生物標(biāo)志物Table 2 The earthworm biomarkers used to evaluate toxic effects of pesticides

3 重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的毒理效應(yīng)

研究表明,農(nóng)藥與重金屬復(fù)合污染時(shí)多數(shù)表現(xiàn)為協(xié)同作用[58];但在受劑量-效應(yīng)水平影響時(shí),也可表現(xiàn)出協(xié)同、拮抗雙重作用[4,59]。Yang等[60]研究發(fā)現(xiàn),濾紙接觸法顯示毒死蜱+Cd復(fù)合污染對(duì)E.fetida的毒性表現(xiàn)協(xié)同作用,而人工土壤法顯示兩者具有拮抗、協(xié)同雙重作用。此外,污染物聯(lián)合作用也取決于農(nóng)藥濃度及生物標(biāo)志物的敏感性。王冰潔等[61]發(fā)現(xiàn),添加低濃度草甘膦后蚯蚓死亡率下降,而隨著草甘膦濃度增加,蚯蚓死亡率升高,且顯著高于Cu2+單一污染時(shí)的死亡率。吡蟲啉+Cd對(duì)E.fetida中活性氧(ROS)、生長抑制率及體腔細(xì)胞核DNA尾矩表現(xiàn)為協(xié)同作用,而對(duì)丙二醛(MDA)表現(xiàn)為拮抗作用[62]。

農(nóng)藥和重金屬復(fù)合污染在蚯蚓體內(nèi)可誘導(dǎo)一系列連鎖毒理效應(yīng),吡蟲啉+噻蟲嗪+呋蟲胺+Cd+Cu+Zn復(fù)合污染誘導(dǎo)E.fetidaDNA損傷及組織病變,進(jìn)而抑制其生長發(fā)育[62]。因此,對(duì)復(fù)合污染物在蚯蚓分子、細(xì)胞、組織、個(gè)體、種群等水平上進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估,有助于揭示其致毒機(jī)理、暴露途徑、毒理效應(yīng),基因及基因組層面的研究有助于了解蚯蚓種群對(duì)外源污染物的適應(yīng)性、耐受性及解毒防御機(jī)制[63],部分重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染的作用方式及毒理效應(yīng)見表3。

4 農(nóng)藥與重金屬復(fù)合污染的作用機(jī)制

復(fù)合污染是指兩種或兩種以上元素或化學(xué)品存在于同一環(huán)境介質(zhì)中的污染現(xiàn)象[69]。研究表明,農(nóng)藥和重金屬復(fù)合污染對(duì)死亡率、DNA損傷、生殖力、酶活等蚯蚓生物標(biāo)志物表現(xiàn)為協(xié)同作用,但有時(shí)也表現(xiàn)為拮抗作用[60]。評(píng)估復(fù)合污染物的毒性時(shí),首先要明確混合物各組分之間是否有相互作用,然后選擇合適的模型進(jìn)行研究。

表3 重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染的作用方式及毒理效應(yīng)Table 3 The interactions between pesticides and metals and their combined toxic effects on earthworm endpoints

4.1 非交互作用

獨(dú)立作用方式(IA)是指兩種或兩種以上的化學(xué)污染物通過不同的作用機(jī)制所產(chǎn)生的生物學(xué)效應(yīng)之間無相關(guān)性,且互不影響[70]。濃度加和作用方式(CA)是假定各污染物通過相似的機(jī)制作用于生物體內(nèi)相同的靶點(diǎn)(如受體、器官等),各物質(zhì)之間僅效力不同。假定每種污染物的毒性效應(yīng)水平(Effective Level,ELx)在某一效應(yīng)濃度(Effective Concentration,EC)下恒定,則多種污染物(1—N)混合后的綜合毒性效應(yīng)(T)可表示為T=EL1+EL2+E L3+EL4+…+EL x+…+EL N,即毒性相加效應(yīng)[71]。由于使用CA模型常會(huì)高估污染物聯(lián)合毒性,而使用IA模型則會(huì)低估污染物的實(shí)際毒性[72],因此Perrodin等[70]認(rèn)為,CA和IA模型應(yīng)當(dāng)結(jié)合使用以對(duì)污染物聯(lián)合毒性進(jìn)行嚴(yán)謹(jǐn)?shù)卦u(píng)估。

4.2 交互作用

復(fù)合指數(shù)(CI)-等效線圖模型主要用于研究多種污染物之間的毒理學(xué)互作及在暴露生物中的聯(lián)合作用[9]。當(dāng)混合污染物各組分間存在相互作用時(shí),運(yùn)用CA和IA模型分析其聯(lián)合作用時(shí)有偏差。此情況下混合污染物的總體毒性可能比各組分相加的毒性更小,即表現(xiàn)為拮抗作用TEL1+EL2+EL3+EL4+…+EL x+…+EL N。

4.3 聯(lián)合毒性與毒性效應(yīng)

Jager等[73]提出,用毒理動(dòng)力學(xué)(從污染物濃度到靶點(diǎn)的過程)和毒理動(dòng)態(tài)學(xué)(從靶點(diǎn)到受試終點(diǎn)的過程)分析多種污染物聯(lián)合暴露誘導(dǎo)的亞致死效應(yīng)。多種污染物的毒理動(dòng)力學(xué)、毒理動(dòng)態(tài)學(xué)互作會(huì)改變暴露生物的生物學(xué)過程,影響對(duì)暴露生物的毒理效應(yīng)[8]。Cedergreen[58]發(fā)現(xiàn),毒物的生物有效性、生物吸收、體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)及生物轉(zhuǎn)化、靶標(biāo)位點(diǎn)結(jié)合、排泄等六種生物學(xué)過程受污染物相互作用的影響。Becquer等[74]發(fā)現(xiàn),除草劑會(huì)影響蚯蚓生物膜的滲透性,促進(jìn)表皮對(duì)重金屬的吸附和積累,致使聯(lián)合污染物的生物有效性提高,毒性增加。

草甘膦、草銨膦中含有的羧基、氨基、磷酸基等配位基團(tuán)對(duì)重金屬陽離子和有機(jī)陽離子有很強(qiáng)的絡(luò)合能力,影響重金屬的生物有效性、毒性以及重金屬在生物體內(nèi)的積累[75]。據(jù)報(bào)道,阿特拉津可與Cd離子(Cd2+)生成絡(luò)合物,從而降低混合物的整體毒性[20]。Pb2+可與草甘膦絡(luò)合形成穩(wěn)定的化合物,從而降低游離的Pb2+離子對(duì)蚯蚓的毒性[76]。草甘膦和Cu2+復(fù)合后形成穩(wěn)定的Cu-GPS復(fù)合體,可顯著降低蚯蚓表皮對(duì)自由態(tài)及有效態(tài)銅的吸收[77]。污染物聯(lián)合暴露的拮抗作用來源于:(1)污染物間在底物水平、吸附水平、靶標(biāo)水平等的競(jìng)爭(zhēng);(2)污染物共同作用激活的生物體內(nèi)的解毒酶[20]。

5 展望

由于污染物來源的復(fù)雜性和廣泛性、復(fù)合污染的多樣性和不確定性以及定量評(píng)估方法標(biāo)準(zhǔn)的缺乏,使得復(fù)合污染的作用類型及毒性機(jī)理研究還處于早期階段,許多方面有待探索和完善,如:(1)實(shí)驗(yàn)室研究多以模式物種E.fetida為對(duì)象,而忽略評(píng)估大田條件下污染物對(duì)地理優(yōu)勢(shì)蚓種的影響;(2)對(duì)單一污染物的研究較多,而對(duì)農(nóng)藥和重金屬長期復(fù)合污染的生態(tài)毒理效應(yīng)關(guān)注不夠;(3)缺乏對(duì)實(shí)際環(huán)境中的各種污染物的組合的逐一研究。未來應(yīng)注重闡明復(fù)合污染毒理效應(yīng)及作用類型產(chǎn)生的機(jī)理,在現(xiàn)有基礎(chǔ)上建立更多的預(yù)測(cè)模型,實(shí)現(xiàn)對(duì)污染物聯(lián)合效應(yīng)的定量分析,以更準(zhǔn)確、客觀地評(píng)價(jià)土壤污染的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。