農(nóng)藥與重金屬?gòu)?fù)合污染的生態(tài)毒理學(xué)研究進(jìn)展

楊永猛, 陶玉龍, 竇華山, 許加明, 楊 彥,卜元卿, 單正軍, 周 蓉*,

(1. 常州大學(xué) 環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇 常州 213164；2. 汕頭廣工大協(xié)同創(chuàng)新研究院，廣東 汕頭 515041；3. 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042；4. 呼倫貝爾市北方寒冷干旱地區(qū)內(nèi)陸湖泊研究院，內(nèi)蒙古 呼倫貝爾 021000；5. 南京林業(yè)大學(xué) 林學(xué)院 現(xiàn)代南方林業(yè)協(xié)同創(chuàng)新中心，南京 210037；6. 廣東工業(yè)大學(xué) 環(huán)境健康與污染控制研究院，廣州 510006)

0 引言

大量研究表明，生物實(shí)際生存的環(huán)境中往往同時(shí)并存著各類污染物，生物會(huì)受到不同污染物的危害，而且暴露于復(fù)合污染物中還可能會(huì)使得其中某些成分的毒性增強(qiáng)[1]。因此，復(fù)合污染的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)受到了越來(lái)越多的關(guān)注，已逐漸成為環(huán)境領(lǐng)域研究的熱點(diǎn)。

重金屬和農(nóng)藥是環(huán)境中普遍存在的兩類重要污染源。重金屬是最容易積累的有毒物質(zhì)，很難在環(huán)境中降解，即使是低劑量的重金屬殘留也會(huì)造成嚴(yán)重的問(wèn)題[2]。重金屬污染通常來(lái)自于采礦、冶煉等工業(yè)和農(nóng)業(yè)活動(dòng)[3]，以廢渣、廢氣、廢水等方式進(jìn)入環(huán)境，在動(dòng)、植物體內(nèi)富集。在水生生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬具有生物蓄積性、毒性及持久性，對(duì)水生生態(tài)系統(tǒng)的自我凈化能力造成了嚴(yán)重壓力[4]。重金屬還可以通過(guò)食物鏈轉(zhuǎn)移到人體，從而對(duì)人體健康構(gòu)成潛在威脅[5]。土壤中的重金屬不可被生物降解，一旦進(jìn)入土壤即可存在很長(zhǎng)時(shí)間，甚至長(zhǎng)達(dá)數(shù)千年[6]。農(nóng)藥種類繁多，常用的有殺菌劑、除草劑及殺蟲劑等[7]。農(nóng)藥污染主要來(lái)源于農(nóng)藥施用后在自然界中的殘留，原藥及其降解產(chǎn)物會(huì)污染大氣、水體和土壤，破壞生態(tài)環(huán)境。例如擬除蟲菊酯類農(nóng)藥對(duì)魚類和水生無(wú)脊椎動(dòng)物等水生生物具有高毒性，因此其在水體中的殘留引起了人們的廣泛關(guān)注[8-9]。有機(jī)氯類農(nóng)藥和無(wú)機(jī)的含汞農(nóng)藥性質(zhì)都較穩(wěn)定，容易在環(huán)境和生物體內(nèi)殘留，導(dǎo)致包括人類在內(nèi)的捕食者體內(nèi)污染物濃度很高，嚴(yán)重影響人體和生態(tài)健康。另外，有機(jī)農(nóng)藥產(chǎn)品中也常含有重金屬，例如Defarge 等[10]在多種草甘磷制劑中檢測(cè)出了砷 (As)、鉻 (Cr)、鎳(Ni)、鉛 (Pb) 和鈷 (Co) 等重金屬成分。Jayasumana等[11]也從12 種草甘膦制劑中檢出了As，平均含量為1.9 mg/kg。因此，重金屬也可能會(huì)隨著農(nóng)藥一起進(jìn)入環(huán)境中。

隨著工業(yè)化進(jìn)程加速，重金屬和農(nóng)藥的大量及不合理使用，導(dǎo)致污染事件頻發(fā)，又因重金屬和部分農(nóng)藥如有機(jī)氯類農(nóng)藥能夠在環(huán)境中長(zhǎng)期存在并不斷積累，在環(huán)境中循環(huán)，因而具有潛在的復(fù)合暴露風(fēng)險(xiǎn)，但二者間的相互作用究竟會(huì)對(duì)環(huán)境造成何種影響目前尚不明確。當(dāng)前，科研工作者已對(duì)農(nóng)藥與重金屬的相互作用進(jìn)行了一定程度的研究，證明部分農(nóng)藥與重金屬之間存在協(xié)同或拮抗作用，如毒死蜱 (chlorpyrifos) 與甲基汞復(fù)合暴露和單一暴露相比，在中等質(zhì)量濃度水平下 (毒死蜱 0.049 μg/L，甲基汞 32.34 μg/L) 即可顯著抑制端足蟲 Hyalella azteca 乙酰膽堿酯酶 (AChE) 活性，表明毒死蜱和甲基汞二者間發(fā)生了協(xié)同作用[12]。與單一暴露相比，Cu2+和草甘膦 (glyphosate) 復(fù)合暴露顯著降低了對(duì)赤子愛(ài)勝蚓的毒性，表明Cu2+和草甘膦二者間存在拮抗作用[13]。因此，研究重金屬與農(nóng)藥的復(fù)合污染狀況和毒理學(xué)效應(yīng)具有重要的理論和現(xiàn)實(shí)意義。本文擬就此領(lǐng)域的相關(guān)研究進(jìn)展進(jìn)行綜述，并就該領(lǐng)域未來(lái)的研究發(fā)展方向進(jìn)行展望，以期為相關(guān)研究工作的開展提供思路和參考。

1 農(nóng)藥與重金屬的污染現(xiàn)狀

隨著工農(nóng)業(yè)的持續(xù)發(fā)展，重金屬和農(nóng)藥成分通過(guò)人類活動(dòng)不斷進(jìn)入環(huán)境當(dāng)中，使得農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合污染在各種環(huán)境介質(zhì)中普遍存在。

1.1 農(nóng)藥與重金屬對(duì)水體的污染

在水體和沉積物中，農(nóng)藥和重金屬污染普遍存在 (表1)。Machado 等[14]在對(duì)巴西某河流的重金屬和農(nóng)藥暴露進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)發(fā)現(xiàn)，其河水中重金屬含量排前3 位的分別是鋅 (Zn)、錳(Mn) 和銅 (Cu)，同時(shí)鋁 (Al)、鎘 (Cd)、Cu、Mn、Pb 及Zn 含量也超過(guò)了美國(guó)環(huán)保局 (USEPA) 的基準(zhǔn)值；農(nóng)藥莠去津 (atrazine) 的含量高于歐盟標(biāo)準(zhǔn)值，對(duì)人體健康存在一定風(fēng)險(xiǎn)，并且其風(fēng)險(xiǎn)在雨季還會(huì)有一定程度的增大。Polidoro 等[15]發(fā)現(xiàn)，美屬薩摩亞地區(qū)沿海溪水中存在有機(jī)磷類農(nóng)藥和重金屬共存的狀況，對(duì)當(dāng)?shù)氐秃Ｑ蟓h(huán)境造成了不良影響。Salvadó 等在西班牙東北部某濕地地表水中同時(shí)發(fā)現(xiàn)了擬除蟲菊酯和重金屬污染[16]。Dong 等在中國(guó)遼寧省大連市主要飲用水源地也檢測(cè)發(fā)現(xiàn)了重金屬和農(nóng)藥污染共存的現(xiàn)象[17]。邢春博[18]在對(duì)中國(guó)吉林省中部河流底泥進(jìn)行潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)發(fā)現(xiàn)，其汞 (Hg) 和Cd 的污染風(fēng)險(xiǎn)較大，同時(shí)發(fā)現(xiàn)底泥中有機(jī)氯類農(nóng)藥γ-六六六 (γ-BHC) 和異狄氏劑 (endrin) 的檢出率較高，且風(fēng)險(xiǎn)值也較高。

表1 部分農(nóng)藥與重金屬的復(fù)合污染現(xiàn)狀Table 1 The compound pollution status of some pesticides and heavy metals

1.2 農(nóng)藥與重金屬對(duì)土壤的污染

人類活動(dòng)還導(dǎo)致農(nóng)藥和重金屬不斷進(jìn)入土壤環(huán)境中[27]，與水體相比，農(nóng)藥和重金屬污染在土壤環(huán)境中更為普遍，且由于土壤中各種組分相較于水體更加復(fù)雜，因而受到污染后也更難治理。此外，部分農(nóng)藥還可能會(huì)隨著土壤水分的蒸發(fā)而直接蒸發(fā)，進(jìn)入大氣環(huán)境中[28]，從而帶來(lái)更多環(huán)境問(wèn)題。2005 年至2013 年，中國(guó)生態(tài)環(huán)境部和自然資源部對(duì)全國(guó)土壤污染狀況進(jìn)行了調(diào)查，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤污染總超標(biāo)率為16.1%，其中前3 位均為重金屬，分別是Cd、As 和Cu，超標(biāo)率分別為7.0%、2.7%和2.1%[29]，農(nóng)藥六六六和滴滴涕 (DDT)超標(biāo)率分別為0.5%和1.9%[30]。

重金屬污染在土壤環(huán)境中普遍存在。王顏昊等[31]在對(duì)中國(guó)黃河三角洲表層土壤重金屬污染進(jìn)行調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，其Cd 含量高于國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值，且重金屬的空間分布呈現(xiàn)自西北向東南遞減的趨勢(shì)，同時(shí)土壤中的重金屬還存在擴(kuò)散風(fēng)險(xiǎn)。圖雅日拉等[32]在對(duì)廢棄冶煉廠重金屬Cd 污染擴(kuò)散問(wèn)題進(jìn)行研究后發(fā)現(xiàn)，廢棄冶煉廠周邊土壤存在不同程度的Cd 富集現(xiàn)象，Cd 含量在0.09～6.96 mg/kg之間，平均為1.18 mg/kg，高于當(dāng)?shù)赝寥繡d 的背景值。旦增等[33]在對(duì)中國(guó)西藏自治區(qū)拉薩市生活垃圾衛(wèi)生填埋場(chǎng)土壤中重金屬含量進(jìn)行調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，拉薩市生活垃圾填埋場(chǎng)對(duì)周邊土壤環(huán)境產(chǎn)生了一定程度的污染，其中Pb、Cr、Ni、Cd、As、Hg 及Zn 的含量均高于拉薩市土壤元素背景值，Cr 含量甚至高于建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)。

據(jù)報(bào)道，中國(guó)農(nóng)藥使用量居世界第一[34]。所施用的農(nóng)藥通常有80%～90%最終將通過(guò)各種方式進(jìn)入土壤環(huán)境[35]，而且由于歷史原因，許多高毒農(nóng)藥如部分有機(jī)氯類農(nóng)藥長(zhǎng)期存在于土壤環(huán)境中，短時(shí)間內(nèi)很難完全消除[34,36]。聯(lián)合國(guó)糧食及農(nóng)業(yè)組織 (FAO) 調(diào)查顯示，歐洲農(nóng)業(yè)部門在過(guò)去50 年使用了3 000 多種不同類型的農(nóng)藥[37]。Toichuev等[38]發(fā)現(xiàn)，吉爾吉斯斯坦境內(nèi)共掩埋了至少1 876 t農(nóng)藥，其中包括1 033 t 持久性有機(jī)農(nóng)藥，填埋場(chǎng)周圍環(huán)境存在污染風(fēng)險(xiǎn)。魏雪芬等[39]在對(duì)中國(guó)甘肅省蘭州市西固區(qū)土壤中有機(jī)氯類農(nóng)藥污染特征及風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)時(shí)發(fā)現(xiàn)，在蘭州西固區(qū)土壤中，α-六六六、β-六六六、滴滴涕等8 種有機(jī)氯類農(nóng)藥異構(gòu)體的檢出率均為100%，其中滴滴涕主要來(lái)源于農(nóng)藥生產(chǎn)企業(yè)的殘留。

而在很多地區(qū)的土壤中，重金屬和農(nóng)藥污染是同時(shí)存在的。Gulan 等[19]在科索沃首都普里什蒂納市 (Pri?tina City)、科索沃 (Kosovo) 和梅托希亞 (Metohija) 地區(qū)土壤中檢出了幾十年前已禁用的有機(jī)氯類農(nóng)藥和9 種重金屬。Perez-Vazquez 等[20]在墨西哥圣路易斯波托西市 (San Luis Potosí) 土壤中檢出了DDT 和重金屬共存。陳建軍等[21]研究發(fā)現(xiàn)，中國(guó)云南省昆明地區(qū)土壤中重金屬Cd 和Hg超標(biāo)率較高，土壤中殘留農(nóng)藥則主要為六六六和DDT。黃五星等[22]研究發(fā)現(xiàn)，中國(guó)遼寧省煙草種植區(qū)土壤中含量較高的重金屬為Cr、Ni 和Cu，但均未超過(guò)國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值，農(nóng)藥六六六及DDT 含量也均未超標(biāo)。Shen 等[23]在2005 年對(duì)中國(guó)江蘇省太湖地區(qū)土壤進(jìn)行環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)時(shí)發(fā)現(xiàn)，該地區(qū)DDT、Cd 和Hg 存在復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)。王鐵宇等[24]研究發(fā)現(xiàn)，中國(guó)北京市延慶區(qū)官?gòu)d水庫(kù)周邊土壤重金屬Cd 嚴(yán)重超標(biāo)，高于土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，農(nóng)藥殘留則主要以DDT 為主，超過(guò)農(nóng)藥殘留總量的90%。

在農(nóng)田土壤當(dāng)中，重金屬和農(nóng)藥的復(fù)合污染也普遍存在。有研究顯示，亞洲和歐洲大多數(shù)農(nóng)田土壤每年至少使用1 次除草劑[40]，給耕地帶來(lái)了潛在的農(nóng)藥污染威脅。生態(tài)環(huán)境部和自然資源部2014 年全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示，中國(guó)耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，主要污染物為重金屬 Cd、Ni、Cu、As、Hg、Pb 以及農(nóng)藥 DDT 和多環(huán)芳烴類[41]。Xu 等[42]在研究中國(guó)長(zhǎng)江三角洲快速工業(yè)化地區(qū)——浙江省嘉興市農(nóng)田土壤重金屬污染時(shí)發(fā)現(xiàn)，該地區(qū)存在Cu、Zn、Pb、Cr、Ni 及Cd 等污染風(fēng)險(xiǎn)，其中Hg 污染風(fēng)險(xiǎn)來(lái)源于工業(yè)排放和含Hg 農(nóng)藥的歷史使用。樊倍希等[43]在研究火力發(fā)電廠對(duì)周邊農(nóng)田土壤重金屬污染的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，中國(guó)山西省中部地區(qū)Cd、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb 和Zn 的含量均超過(guò)該省土壤環(huán)境背景值，且電廠周邊農(nóng)田土壤中各種金屬均有一定程度的累積。曹建榮等[25]在研究魯西 (中國(guó)山東省西部) 糧食主產(chǎn)區(qū)耕地土壤重金屬與農(nóng)藥污染狀況時(shí)發(fā)現(xiàn)，污染程度較重的重金屬為Cu、Ni 和Zn，農(nóng)藥為六六六。Aleksandra 等[37]研究發(fā)現(xiàn)，在波蘭各采樣點(diǎn)耕地土壤中均檢測(cè)到了DDT，其主要來(lái)源于歷史殘留。此外，在墨西哥和美國(guó)重要農(nóng)業(yè)區(qū)華雷斯山谷土壤中，有機(jī)氯類農(nóng)藥和重金屬也均有檢出[44]。

農(nóng)田土壤中的重金屬和農(nóng)藥污染還會(huì)造成二者在農(nóng)產(chǎn)品中的殘留問(wèn)題。范靜波[45]在調(diào)查中國(guó)山西省長(zhǎng)治地區(qū)番茄中農(nóng)藥殘留和重金屬污染時(shí)發(fā)現(xiàn)，番茄樣品中農(nóng)藥檢出率為28.0%，超標(biāo)率為3.7%；重金屬檢出率為94.0%，其中，Pb 為12.0%，Cd 為94.0%。Markovic等[26]在對(duì)塞爾維亞 (Serbia) Obrenovac 地區(qū)蔬菜產(chǎn)品進(jìn)行檢測(cè)時(shí)發(fā)現(xiàn)，其重金屬Pb 和Cd 含量高于塞爾維亞國(guó)家法典所規(guī)定的最高水平，同時(shí)其毒死蜱和氯氰菊酯(cypermethrin) 等農(nóng)藥殘留也存在污染風(fēng)險(xiǎn)。

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

重金屬和有機(jī)氯類等農(nóng)藥都具有持久性和生物累積性的特點(diǎn)，一旦進(jìn)入環(huán)境后將長(zhǎng)期存在，對(duì)環(huán)境和生物產(chǎn)生一定的影響。另一方面，金屬又可通過(guò)催化農(nóng)藥的光解/水解反應(yīng)，或通過(guò)影響微生物活性而影響農(nóng)藥的降解[46]。Rafique 等[47]研究發(fā)現(xiàn)，Cu2+和Fe2+會(huì)加快土壤中毒死蜱的光解速率，并且Cu2+比Fe2+對(duì)農(nóng)藥降解的影響更大。目前，針對(duì)農(nóng)藥與重金屬之間是否存在協(xié)同、相加或拮抗作用，以及二者之間相互作用機(jī)制的研究還很有限，研究體系也不完善，但已有的研究表明，復(fù)合污染會(huì)在不同程度上改變單一污染物的環(huán)境行為與毒理效應(yīng)。目前國(guó)內(nèi)外已開展的重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染暴露生態(tài)毒理學(xué)相關(guān)研究可歸納如圖1 所示。

2.1 對(duì)土壤微生物的影響

土壤微生物是指生活在土壤中的細(xì)菌、真菌、放線菌、藻類、原生動(dòng)物以及微小動(dòng)物的總稱[48]。土壤微生物在營(yíng)養(yǎng)循環(huán)、維持土壤結(jié)構(gòu)及降解農(nóng)藥等方面起著關(guān)鍵作用[49]。農(nóng)藥與重金屬之間的協(xié)同和相加作用可能會(huì)對(duì)土壤微生物產(chǎn)生不利影響，如影響微生物群落，使土壤中微生物總量減少[50]等，進(jìn)而改變土壤呼吸作用和酶活性，導(dǎo)致土壤質(zhì)量下降。

2.1.1 對(duì)土壤微生物呼吸作用的影響 土壤中的呼吸作用對(duì)土壤生態(tài)系統(tǒng)有著重要的意義。土壤呼吸強(qiáng)度 (soil respiration) 是土壤對(duì)污染作出反應(yīng)的一個(gè)重要指標(biāo)，可用于表征土壤質(zhì)量所受到的影響[51]。重金屬和農(nóng)藥等污染物會(huì)改變土壤的呼吸作用，從而對(duì)環(huán)境造成一定影響。土壤中微生物的呼吸作用是土壤呼吸作用的主要組成部分，影響著土壤生態(tài)系統(tǒng)。有研究表明，重金屬與農(nóng)藥污染都會(huì)影響土壤微生物的呼吸強(qiáng)度，且二者之間存在一定的相互作用。張惠文等[52]通過(guò)乙草胺 (acetochlor) 和Cu 離子單一和復(fù)合暴露12 d的試驗(yàn)，研究了乙草胺和Cu 離子復(fù)合暴露對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，該復(fù)合暴露對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度的影響在3、6 和12 d 時(shí)表現(xiàn)為促進(jìn)作用，在9 d 時(shí)則表現(xiàn)為抑制作用。Chen 等[53]的研究表明，莠去津和Pb 共同處理土壤7～14 d，與單一暴露相比，低濃度組 (莠去津2 mg/kg +Pb 300 mg/kg) 復(fù)合暴露對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度有較強(qiáng)的激活作用，高濃度組 (莠去津10 mg/kg + Pb 600 mg/kg) 則表現(xiàn)為抑制作用。王金花等[54]對(duì)丁草胺和Cd 復(fù)合暴露的研究發(fā)現(xiàn)，在中國(guó)東北地區(qū)黑土中，丁草胺和Cd 對(duì)土壤呼吸強(qiáng)度的影響隨著時(shí)間的延長(zhǎng)呈現(xiàn)不同的變化規(guī)律：0～14 d 時(shí)表現(xiàn)為激活作用；14～28 d 時(shí)表現(xiàn)為抑制作用；28 d 后則抑制作用減輕，土壤呼吸強(qiáng)度逐漸恢復(fù)正常。

2.1.2 對(duì)土壤微生物酶活性的影響 土壤中的酶是土壤生化過(guò)程的重要組成部分和參與者，參與有機(jī)質(zhì)分解和養(yǎng)分循環(huán)，還可用于判斷土壤中發(fā)生的生物化學(xué)過(guò)程。王金花等[54]研究發(fā)現(xiàn)，與單一暴露相比，丁草胺和Cd 復(fù)合暴露對(duì)土壤脲酶活性和磷酸酯酶活性的抑制率高于單一物質(zhì)暴露。程鳳霞等[55]的研究也發(fā)現(xiàn)，土壤受到Cu 和草甘膦復(fù)合暴露時(shí)，對(duì)過(guò)氧化氫酶的影響大于單一物質(zhì)暴露。因此，重金屬與農(nóng)藥的復(fù)合污染可以改變土壤酶的活性，影響土壤的正常功能，從而直接或間接地威脅到人類本身。

綜上可見(jiàn)，農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合污染會(huì)對(duì)土壤微生物產(chǎn)生一定影響，主要表現(xiàn)為土壤呼吸作用和土壤酶活性的改變。農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合污染對(duì)土壤微生物的影響不僅與污染物本身性質(zhì)及其濃度有關(guān)，而且與重金屬和農(nóng)藥之間的相互作用及受試的時(shí)間有關(guān)，與單一污染物暴露相比要復(fù)雜得多。另外，土壤中有機(jī)質(zhì)的含量也會(huì)影響到污染物的生物利用性，從而影響到復(fù)合污染的毒性[56]。

2.2 對(duì)植物的影響

重金屬和農(nóng)藥等污染物會(huì)對(duì)植物根際土壤酶活性產(chǎn)生影響，進(jìn)而影響到植物的正常生長(zhǎng)[57]，同時(shí)還會(huì)改變土壤原有結(jié)構(gòu)，使土壤發(fā)生板結(jié)等問(wèn)題，直接或間接影響植物的生長(zhǎng)[58]。此外，污染物還會(huì)隨著食物鏈進(jìn)入生態(tài)環(huán)境或人體，從而影響生態(tài)安全，甚至威脅到人體健康。

Liu 等[59]在研究草甘磷和Cu 對(duì)槐葉萍 Salvinia natans (L.) All 生長(zhǎng)發(fā)育和抗氧化酶活性的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，低濃度的草甘膦和Cu 復(fù)合暴露對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育表現(xiàn)為拮抗作用，而較高濃度則呈現(xiàn)出協(xié)同作用。另外，該研究還發(fā)現(xiàn)，草甘膦和Cu 之間可以發(fā)生絡(luò)合作用，這可能是低濃度下復(fù)合暴露表現(xiàn)出拮抗作用的原因之一，而隨著濃度升高，甘草磷和Cu 之間的絡(luò)合作用趨于飽和，復(fù)合暴露便呈現(xiàn)出協(xié)同作用。當(dāng)甘草磷質(zhì)量濃度 ≥ 5 mg/L，且Cu ≥ 1 mg/L 時(shí)，復(fù)合暴露可誘導(dǎo)植物體內(nèi)過(guò)氧化氫酶水平顯著升高，表明植物體內(nèi)的抗氧化防御系統(tǒng)被激活，發(fā)生了氧化應(yīng)激反應(yīng)。Skiba等[60]研究發(fā)現(xiàn)，除草劑2,4-滴 (2,4-D) 和2 甲4 氯(MCPA) 誘導(dǎo)的應(yīng)激反應(yīng)會(huì)降低重金屬在小麥組織中的遷移性，其原因可能是除草劑刺激小麥發(fā)生了強(qiáng)烈的氧化應(yīng)激反應(yīng)，抑制了小麥的新陳代謝，從而阻礙了重金屬?gòu)母肯蚱渌M織轉(zhuǎn)移，最終導(dǎo)致小麥芽中的重金屬累積量減少。同時(shí)，小麥根系會(huì)在2,4-滴和2 甲4 氯 的作用下分泌有機(jī)酸，造成根際酸化，使得周圍土壤中重金屬流動(dòng)性增強(qiáng)。Jiang等[61]在評(píng)估土壤中除草劑環(huán)草隆(siduron) 和重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)發(fā)現(xiàn)，影響土壤中環(huán)草隆累積的主要因素是土壤有機(jī)質(zhì)而不是土壤中的重金屬；環(huán)草隆和土壤中多種重金屬 (Cu、Cd、Pb、Zn) 復(fù)合暴露對(duì)黃瓜種子萌發(fā)的急性毒性試驗(yàn)結(jié)果表明，與環(huán)草隆單一暴露相比，復(fù)合暴露對(duì)黃瓜種子根系延伸的影響呈現(xiàn)顯著的協(xié)同作用。在水環(huán)境中，F(xiàn)ilimonova 等[62]研究了除草劑都阿合劑 (Primextra? Gold TZ) 和Cu 復(fù)合暴露對(duì)海洋初級(jí)生產(chǎn)者硅藻的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，二者復(fù)合暴露對(duì)硅藻生長(zhǎng)具有明顯的拮抗作用。

總之，重金屬和農(nóng)藥對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育的影響與重金屬和農(nóng)藥的種類及性質(zhì)有關(guān)，與物質(zhì)間的相互作用有關(guān)，如二者之間發(fā)生絡(luò)合作用則會(huì)降低復(fù)合暴露對(duì)植物的毒性。此外，土壤有機(jī)質(zhì)可以緩解重金屬對(duì)植物的影響[61]。而土壤酸堿度可以改變重金屬的遷移能力，土壤酸度升高，重金屬遷移能力增強(qiáng)，從而可減少其在植物中的積累，減輕對(duì)植物的污染和損傷。

2.3 對(duì)動(dòng)物的影響

無(wú)論是脊椎動(dòng)物還是無(wú)脊椎動(dòng)物，水生動(dòng)物或陸生動(dòng)物，都可能受到重金屬和農(nóng)藥復(fù)合污染的影響。

2.3.1 對(duì)水生動(dòng)物的影響 在水生生態(tài)環(huán)境中，重金屬和農(nóng)藥污染會(huì)對(duì)水生生物構(gòu)成一定的威脅，這種威脅不只出現(xiàn)在水體中，也會(huì)出現(xiàn)在沉積物中。目前，已有大量研究報(bào)道了重金屬與農(nóng)藥復(fù)合污染對(duì)水生動(dòng)物的毒性作用[63,64-66]。在個(gè)體水平上，主要體現(xiàn)在對(duì)水生生物死亡率和行為的影響，而在分子水平上則主要體現(xiàn)在對(duì)生物體內(nèi)酶活性的影響，在低濃度水平下，農(nóng)藥和重金屬離子等污染物會(huì)通過(guò)降低或增加酶的活性而對(duì)生物產(chǎn)生影響[67]。

2.3.1.1 對(duì)水生動(dòng)物的毒性效應(yīng) 斑馬魚 (zebrafish)作為模式生物常被運(yùn)用于毒理學(xué)研究[68]。Ku 等[69]研究了重金屬Ni 和殺蟲劑噻嗪酮 (buprofezin) 對(duì)斑馬魚胚胎的毒性作用。結(jié)果表明，以24 h 胚胎死亡率作為毒性效應(yīng)終點(diǎn)，Ni 和噻嗪酮之間呈現(xiàn)出明顯的協(xié)同作用。導(dǎo)致這一結(jié)果的主要原因是Ni 和噻嗪酮之間形成了復(fù)合物，從而促進(jìn)了Ni 的跨細(xì)胞膜轉(zhuǎn)運(yùn)，增加了受體細(xì)胞內(nèi)污染物的積累，導(dǎo)致其毒性效應(yīng)比單一污染物明顯增強(qiáng)。Cd 和毒死蜱之間也呈現(xiàn)出同樣的復(fù)合作用，二者可以形成Cd-毒死蜱復(fù)合物，從而促進(jìn)Cd 進(jìn)入人體胚胎的肝細(xì)胞發(fā)揮其毒性作用，誘導(dǎo)細(xì)胞內(nèi)產(chǎn)生氧化應(yīng)激反應(yīng)[63]。Chen 等[70]在對(duì)Cd 和毒死蜱的相互作用進(jìn)行研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，Cd 和毒死蜱復(fù)合暴露處理組肝臟Hep G2 細(xì)胞中出現(xiàn)了二者的復(fù)合物。細(xì)胞內(nèi)積累的活性氧 (ROS) 可能是Cd2+和毒死蜱復(fù)合暴露導(dǎo)致肝臟Hep G2 細(xì)胞死亡率增加的原因。Yang 等[64]在研究氯氰菊酯和Cd對(duì)斑馬魚早期發(fā)育的聯(lián)合作用時(shí)發(fā)現(xiàn)，暴露在氯氰菊酯和Cd 混合物中的斑馬魚幼魚發(fā)生痙攣的幾率顯著增加，而Cd 單一暴露并不會(huì)引起痙攣反應(yīng)，認(rèn)為痙攣的增加可能是Cd 增強(qiáng)了氯氰菊酯對(duì)斑馬魚的神經(jīng)毒性。進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，Cd 可抑制氯氰菊酯誘導(dǎo)的斑馬魚CYP 基因表達(dá)和酶活性，Cd 暴露會(huì)導(dǎo)致斑馬魚體內(nèi)氯氰菊酯的大量積累，使復(fù)合毒性升高[64]。上述研究表明，重金屬與農(nóng)藥對(duì)斑馬魚復(fù)合暴露時(shí)常常會(huì)形成復(fù)合物，從而有利于污染物進(jìn)入受體細(xì)胞，導(dǎo)致其對(duì)受試生物的毒性增強(qiáng)。

吳慧明等[65]在農(nóng)藥與重金屬?gòu)?fù)合暴露對(duì)大型溞 Daphnia magna 毒性的研究中發(fā)現(xiàn)，農(nóng)藥與重金屬單獨(dú)暴露時(shí)，Cd 的毒性最高，然后依次是三唑磷 (triazophos)、氟蟲腈 (fipronil)、毒死蜱，最后是Pb 離子，而復(fù)合污染物對(duì)大型溞的毒性呈現(xiàn)出相加效應(yīng)。Marziali 等[66]以溪流搖蚊 Chironomus riparius 幼蟲為載體，采用化學(xué)、生態(tài)毒理學(xué)及生態(tài)分析三位一體的方法，分析了河流沉積物中污染物的殘留，并且評(píng)估了沉積物的污染對(duì)底棲生物群落的毒性風(fēng)險(xiǎn)。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在20 年前的工業(yè)活動(dòng)中，Hg、DDT 和As 進(jìn)入水體，在河流沉積物中產(chǎn)生了富集。慢性毒性試驗(yàn)表明，復(fù)合污染使得搖蚊幼蟲發(fā)育速度減慢，卵的數(shù)量減少，而且污染物對(duì)水生生物群落也造成了一定的影響。2.3.1.2 對(duì)水生動(dòng)物酶活性的影響 酶在生物的新陳代謝中發(fā)揮著催化多種化學(xué)反應(yīng)的作用[71]，對(duì)生物的生長(zhǎng)發(fā)育有著重要意義，而農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合暴露對(duì)水生生物的抗氧化酶、AChE 和肝臟解毒酶等多種酶活性都有一定的影響。Jijie 等[72]研究發(fā)現(xiàn)，溴氰菊酯單一暴露可使斑馬魚超氧化物歧化酶 (SOD) 和谷胱甘肽過(guò)氧化物酶 (GPx) 的含量顯著上升，而SOD 和GPx 等抗氧化酶含量與斑馬魚游泳行為的損傷直接相關(guān)；與重金屬Cd、Ni 單一暴露相比，溴氰菊酯與Cd 和Ni 復(fù)合暴露后，斑馬魚抗氧化酶含量低于溴氰菊酯單獨(dú)暴露處理，說(shuō)明溴氰菊酯與Cd 和Ni 之間存在拮抗作用。Tilton 等[73]研究發(fā)現(xiàn)：隨著Cu 單一暴露濃度升高，斑馬魚 AChE 活性呈升高趨勢(shì)；隨著毒死蜱單一暴露濃度升高，AChE活性呈下降趨勢(shì)；二者復(fù)合暴露時(shí)，若Cu 的濃度不變，則隨著毒死蜱濃度升高，AChE 活性呈下降趨勢(shì)。Banaee 等[74]研究了樂(lè)果 (dimethoate) 和Cd 單一和復(fù)合暴露對(duì)淡水蝸牛 (截口土蝸，Galba truncatula) 亞致死生化指標(biāo)的影響，發(fā)現(xiàn)樂(lè)果和Cd 均能引起截口土蝸的氧化應(yīng)激反應(yīng)，使其生化指標(biāo)發(fā)生改變，復(fù)合暴露還可造成AChE 和葡萄糖-6-磷酸脫氫酶(G6PDH) 活性降低，并且樂(lè)果和Cd 復(fù)合暴露會(huì)增強(qiáng)各自的毒性，表明兩者之間存在協(xié)同作用。Xu 等[75]在研究Pb 和百草枯 (paraquat) 復(fù)合暴露對(duì)金魚 Carassius auratus 肝臟解毒酶的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，Pb 和百草枯復(fù)合暴露會(huì)抑制魚肝臟內(nèi)7-乙氧基-3-異吩嗆哇酮-脫乙基酶 (EROD)、芐氧基-4-三氟甲基香豆素-O-脫芐氧基酶 (BFCOD)、谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶 (GSTs) 和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸基轉(zhuǎn)移酶(UGT) 的活性，并且這種影響會(huì)隨著復(fù)合暴露濃度升高和暴露時(shí)間延長(zhǎng)而增強(qiáng)。

還有研究發(fā)現(xiàn)，重金屬和農(nóng)藥暴露對(duì)水生動(dòng)物體內(nèi)酶活性的影響會(huì)隨季節(jié)發(fā)生變化。Uluturhan等[76]通過(guò)研究指示土耳其愛(ài)琴海東部Homa 湖重金屬和農(nóng)藥污染狀況的生物標(biāo)志物隨季節(jié)的變化，發(fā)現(xiàn)重金屬和農(nóng)藥污染對(duì)貽貝 (mussels) 和蛤蚌 (clams) 肝胰腺和軟組織中過(guò)氧化氫酶 (CAT)、SOD、GPx 和AChE 的影響會(huì)表現(xiàn)出季節(jié)性和物種特異性差異。Volety[77]的研究也發(fā)現(xiàn)，美國(guó)佛羅里達(dá)州Caloosahatchee 河口牡蠣體內(nèi)的重金屬和農(nóng)藥含量在不同月份之間存在顯著差異，但其濃度低于美國(guó)全國(guó)平均水平，對(duì)牡蠣并未產(chǎn)生顯著的影響。

2.3.2 對(duì)陸生動(dòng)物的影響 在陸生環(huán)境中，重金屬和農(nóng)藥復(fù)合暴露對(duì)昆蟲和土壤動(dòng)物都產(chǎn)生了一定的影響。Sadowska 等[78]研究發(fā)現(xiàn)：在意大利博洛尼亞地區(qū)，無(wú)論是城市還是農(nóng)村，蜜蜂體內(nèi)都有不同程度的農(nóng)藥殘留，但是農(nóng)村地區(qū)殺蟲劑的殘留濃度更高，而且農(nóng)村地區(qū)蜜蜂的體內(nèi)還檢測(cè)出了已被歐盟禁用的農(nóng)藥殺撲磷 (methidathion)；同樣，無(wú)論在城市還是農(nóng)村，蜜蜂體內(nèi)都檢測(cè)出了重金屬Cu、Zn、Mn、Pb 和Co，且其含量相似。Sgolastra 等[79]的研究發(fā)現(xiàn)，與Pb、Cd 和Fe 相比，Cr (Ⅲ) 對(duì)蜜蜂的急性經(jīng)口毒性較低，在蜜蜂體內(nèi)的殘留量也較低，說(shuō)明蜜蜂對(duì)Cr (Ⅲ) 的去除能力較強(qiáng)；同時(shí)發(fā)現(xiàn)，Cr (Ⅲ) 與噻蟲胺(clothianidin) 和丙環(huán)唑 (propiconazole) 復(fù)合暴露并不會(huì)增加蜜蜂的死亡率，并且Cr (Ⅲ) 和丙環(huán)唑復(fù)合暴露在對(duì)蜜蜂死亡率的影響上還存在一定的拮抗作用，但兩種農(nóng)藥復(fù)合暴露對(duì)蜜蜂死亡率的影響則呈明顯的協(xié)同作用。

蚯蚓作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中重要的指示生物，已被廣泛用于評(píng)價(jià)土壤中污染物的生態(tài)毒性。Wang 等[80]研究了5 種殺蟲劑、2 種除草劑和重金屬Cd 對(duì)赤子愛(ài)勝蚓 Eisenia foetida 的影響，發(fā)現(xiàn)21 組復(fù)合暴露中，按照效應(yīng)終點(diǎn)LC10、LC50及LC90計(jì)算得出聯(lián)合作用類型為協(xié)同和相加作用的分別占約81%、76%和76%。該研究結(jié)果對(duì)實(shí)際環(huán)境中多種殺蟲劑、除草劑和重金屬相互作用的研究具有一定的指導(dǎo)意義。Yun 等[81]探究了重金屬Cd 與多種農(nóng)藥復(fù)合暴露對(duì)赤子愛(ài)勝蚓的毒性效應(yīng)，通過(guò)濾紙接觸試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：Cd-莠去津和Cd-高效氯氟氰菊酯 (lambda-cyhalothrin) 復(fù)合暴露對(duì)蚯蚓的毒性都存在著不同程度的拮抗作用，但復(fù)合暴露的毒性會(huì)隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)；Cd-莠去津-毒死蜱和Cd-毒死蜱-阿維菌素復(fù)合暴露組則表現(xiàn)出了不同程度的協(xié)同作用，并且復(fù)合暴露的毒性也會(huì)隨著暴露時(shí)間的延長(zhǎng)而增強(qiáng)；Cd-莠去津-毒死蜱-高效氯氟氰菊酯和Cd-毒死蜱-高效氯氟氰菊酯-阿維菌素復(fù)合暴露組也呈現(xiàn)出不同程度的協(xié)同作用。而通過(guò)人工土壤試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：Cd-莠去津和Cd-高效氯氟氰菊酯復(fù)合暴露組存在協(xié)同作用；Cd-高效氯氟氰菊酯-阿維菌素復(fù)合暴露組存在拮抗作用；Cd-莠去津-毒死蜱-高效氯氟氰菊酯-阿維菌素復(fù)合暴露組則存在協(xié)同作用；且復(fù)合暴露毒性均與暴露時(shí)間呈正相關(guān)。

此外，低濃度水平農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合暴露所引起的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)也值得關(guān)注。有研究表明，呋喃丹 (carbofuran) 與Cu 復(fù)合暴露下，低濃度處理組蚯蚓蛋白質(zhì)含量呈上升趨勢(shì)，SOD 活性呈下降趨勢(shì)，AChE 活性呈上升趨勢(shì)；而高濃度處理組蚯蚓的蛋白質(zhì)含量和SOD 活性變化均不大，AChE 活性則呈下降趨勢(shì)；同時(shí)，隨著暴露時(shí)間延長(zhǎng)，Cu 和呋喃丹之間復(fù)合作用的毒性主要以呋喃丹的毒性為主[82]。李勖之[83]研究發(fā)現(xiàn)，環(huán)草隆和Cd 復(fù)合暴露會(huì)抑制蚯蚓的可溶性蛋白含量，且其復(fù)合暴露在較低的濃度下可觀察到明顯的拮抗作用，但隨著環(huán)草隆和Cd 濃度增加，該復(fù)合暴露對(duì)蚯蚓的聯(lián)合毒性轉(zhuǎn)變?yōu)閰f(xié)同作用。

綜上所述，對(duì)水生動(dòng)物而言，重金屬和農(nóng)藥復(fù)合暴露似乎是通過(guò)形成復(fù)合物，促進(jìn)污染物的跨膜運(yùn)輸，從而增強(qiáng)了污染物的毒性；而從分子水平角度分析，也可能是由于重金屬或農(nóng)藥能夠抑制水生動(dòng)物體內(nèi)酶的活性，從而增強(qiáng)了其中某些物質(zhì)的毒性。而對(duì)于陸生動(dòng)物而言，重金屬和農(nóng)藥間的相互作用更加復(fù)雜，對(duì)酶活性的影響也存在差異——重金屬與農(nóng)藥復(fù)合暴露對(duì)陸生動(dòng)物存活率和體內(nèi)酶活性的影響可能存在協(xié)同作用，也可能存在拮抗作用，并且復(fù)合暴露的毒性與時(shí)間相關(guān)。表2 總結(jié)了目前國(guó)內(nèi)外已開展的重金屬與農(nóng)藥復(fù)合暴露的生態(tài)毒理學(xué)相關(guān)研究。

3 結(jié)論與展望

總體而言，研究復(fù)合污染比研究單一污染要困難得多，這與物質(zhì)本身的特性、物質(zhì)與物質(zhì)之間的相互作用，以及處于不同介質(zhì)中的物質(zhì)所受到的物理、化學(xué)和生物作用有關(guān)。目前，人們已經(jīng)意識(shí)到單一污染研究的局限性，開始重視對(duì)復(fù)合污染的研究，但還需盡快完善現(xiàn)有的研究方法及相關(guān)毒理學(xué)指標(biāo)。開展重金屬和農(nóng)藥復(fù)合暴露的生態(tài)毒理學(xué)研究有利于探討復(fù)合污染的機(jī)理，為減輕污染發(fā)生、阻止污染擴(kuò)散提供理論基礎(chǔ)。

現(xiàn)階段，雖然有關(guān)重金屬和農(nóng)藥復(fù)合暴露的生態(tài)毒理學(xué)研究已取得一些進(jìn)展，但國(guó)內(nèi)相關(guān)研究數(shù)量仍較少。在現(xiàn)實(shí)環(huán)境中，各種污染物通常以低濃度的方式共存，而由于低濃度水平和高濃度水平復(fù)合暴露間存在差異，因此，對(duì)農(nóng)藥-重金屬?gòu)?fù)合污染的研究還需更多探討低濃度水平下的聯(lián)合作用。在不同的環(huán)境介質(zhì)中，污染物會(huì)受到其他環(huán)境因素的影響，例如土壤環(huán)境中的農(nóng)藥和重金屬等污染物會(huì)受到土壤中有機(jī)質(zhì)的影響等，但目前大多數(shù)研究都還處于實(shí)驗(yàn)室階段，在實(shí)際環(huán)境中污染物間的相互作用將更加復(fù)雜。另外，目前關(guān)于農(nóng)藥和重金屬?gòu)?fù)合污染的研究?jī)?nèi)容也比較單一，缺乏多元化的深層次研究。因此對(duì)現(xiàn)有的研究方法、生物機(jī)理、生態(tài)毒理學(xué)指標(biāo)等還需進(jìn)行更深層次的探索和完善。因重金屬-農(nóng)藥復(fù)合污染物的遷移性質(zhì)，污染物還會(huì)在土壤-水-大氣、土壤-植物-動(dòng)物之間流動(dòng)，并通過(guò)食物鏈影響生態(tài)環(huán)境和人體健康。因此，盡快建立一個(gè)完整、完善的體系，以研究整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)中農(nóng)藥-重金屬?gòu)?fù)合污染所產(chǎn)生的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)具有重要的意義。

表2 部分農(nóng)藥與重金屬?gòu)?fù)合暴露的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)Table 2 Ecotoxicological effects of combined exposure of some pesticides and heavy metals