農藥與重金屬復合污染的生態毒理學研究進展

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 環境與安全工程學院，江蘇 常州 213164；2. 汕頭廣工大協同創新研究院，廣東 汕頭 515041；3. 生態環境部南京環境科學研究所，南京 210042；4. 呼倫貝爾市北方寒冷干旱地區內陸湖泊研究院，內蒙古 呼倫貝爾 021000；5. 南京林業大學 林學院 現代南方林業協同創新中心，南京 210037；6. 廣東工業大學 環境健康與污染控制研究院，廣州 510006)

0 引言

大量研究表明，生物實際生存的環境中往往同時并存著各類污染物，生物會受到不同污染物的危害，而且暴露于復合污染物中還可能會使得其中某些成分的毒性增強[1]。因此，復合污染的生態毒理學效應受到了越來越多的關注，已逐漸成為環境領域研究的熱點。

重金屬和農藥是環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，很難在環境中降解，即使是低劑量的重金屬殘留也會造成嚴重的問題[2]。重金屬污染通常來自于采礦、冶煉等工業和農業活動[3]，以廢渣、廢氣、廢水等方式進入環境，在動、植物體內富集。在水生生態系統中，重金屬具有生物蓄積性、毒性及持久性，對水生生態系統的自我凈化能力造成了嚴重壓力[4]。重金屬還可以通過食物鏈轉移到人體，從而對人體健康構成潛在威脅[5]。土壤中的重金屬不可被生物降解，一旦進入土壤即可存在很長時間，甚至長達數千年[6]。農藥種類繁多，常用的有殺菌劑、除草劑及殺蟲劑等[7]。農藥污染主要來源于農藥施用后在自然界中的殘留，原藥及其降解產物會污染大氣、水體和土壤，破壞生態環境。例如擬除蟲菊酯類農藥對魚類和水生無脊椎動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注[8-9]。有機氯類農藥和無機的含汞農藥性質都較穩定，容易在環境和生物體內殘留，導致包括人類在內的捕食者體內污染物濃度很高，嚴重影響人體和生態健康。另外，有機農藥產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，重金屬也可能會隨著農藥一起進入環境中。

隨著工業化進程加速，重金屬和農藥的大量及不合理使用，導致污染事件頻發，又因重金屬和部分農藥如有機氯類農藥能夠在環境中長期存在并不斷積累，在環境中循環，因而具有潛在的復合暴露風險，但二者間的相互作用究竟會對環境造成何種影響目前尚不明確。當前，科研工作者已對農藥與重金屬的相互作用進行了一定程度的研究，證明部分農藥與重金屬之間存在協同或拮抗作用，如毒死蜱 (chlorpyrifos) 與甲基汞復合暴露和單一暴露相比，在中等質量濃度水平下 (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生了協同作用[12]。與單一暴露相比，Cu2+和草甘膦 (glyphosate) 復合暴露顯著降低了對赤子愛勝蚓的毒性，表明Cu2+和草甘膦二者間存在拮抗作用[13]。因此，研究重金屬與農藥的復合污染狀況和毒理學效應具有重要的理論和現實意義。本文擬就此領域的相關研究進展進行綜述，并就該領域未來的研究發展方向進行展望，以期為相關研究工作的開展提供思路和參考。

1 農藥與重金屬的污染現狀

隨著工農業的持續發展，重金屬和農藥成分通過人類活動不斷進入環境當中，使得農藥和重金屬復合污染在各種環境介質中普遍存在。

1.1 農藥與重金屬對水體的污染

在水體和沉積物中，農藥和重金屬污染普遍存在 (表1)。Machado 等[14]在對巴西某河流的重金屬和農藥暴露進行健康風險評估時發現，其河水中重金屬含量排前3 位的分別是鋅 (Zn)、錳(Mn) 和銅 (Cu)，同時鋁 (Al)、鎘 (Cd)、Cu、Mn、Pb 及Zn 含量也超過了美國環保局 (USEPA) 的基準值；農藥莠去津 (atrazine) 的含量高于歐盟標準值，對人體健康存在一定風險，并且其風險在雨季還會有一定程度的增大。Polidoro 等[15]發現，美屬薩摩亞地區沿海溪水中存在有機磷類農藥和重金屬共存的狀況，對當地淡水和海洋環境造成了不良影響。Salvadó 等在西班牙東北部某濕地地表水中同時發現了擬除蟲菊酯和重金屬污染[16]。Dong 等在中國遼寧省大連市主要飲用水源地也檢測發現了重金屬和農藥污染共存的現象[17]。邢春博[18]在對中國吉林省中部河流底泥進行潛在生態風險評估時發現，其汞 (Hg) 和Cd 的污染風險較大，同時發現底泥中有機氯類農藥γ-六六六 (γ-BHC) 和異狄氏劑 (endrin) 的檢出率較高，且風險值也較高。

表1 部分農藥與重金屬的復合污染現狀Table 1 The compound pollution status of some pesticides and heavy metals

1.2 農藥與重金屬對土壤的污染

人類活動還導致農藥和重金屬不斷進入土壤環境中[27]，與水體相比，農藥和重金屬污染在土壤環境中更為普遍，且由于土壤中各種組分相較于水體更加復雜，因而受到污染后也更難治理。此外，部分農藥還可能會隨著土壤水分的蒸發而直接蒸發，進入大氣環境中[28]，從而帶來更多環境問題。2005 年至2013 年，中國生態環境部和自然資源部對全國土壤污染狀況進行了調查，結果發現，土壤污染總超標率為16.1%，其中前3 位均為重金屬，分別是Cd、As 和Cu，超標率分別為7.0%、2.7%和2.1%[29]，農藥六六六和滴滴涕 (DDT)超標率分別為0.5%和1.9%[30]。

重金屬污染在土壤環境中普遍存在。王顏昊等[31]在對中國黃河三角洲表層土壤重金屬污染進行調查時發現，其Cd 含量高于國家二級標準值，且重金屬的空間分布呈現自西北向東南遞減的趨勢，同時土壤中的重金屬還存在擴散風險。圖雅日拉等[32]在對廢棄冶煉廠重金屬Cd 污染擴散問題進行研究后發現，廢棄冶煉廠周邊土壤存在不同程度的Cd 富集現象，Cd 含量在0.09～6.96 mg/kg之間，平均為1.18 mg/kg，高于當地土壤Cd 的背景值。旦增等[33]在對中國西藏自治區拉薩市生活垃圾衛生填埋場土壤中重金屬含量進行調查時發現，拉薩市生活垃圾填埋場對周邊土壤環境產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 含量甚至高于建設用地土壤污染風險管控標準。

據報道，中國農藥使用量居世界第一[34]。所施用的農藥通常有80%～90%最終將通過各種方式進入土壤環境[35]，而且由于歷史原因，許多高毒農藥如部分有機氯類農藥長期存在于土壤環境中，短時間內很難完全消除[34,36]。聯合國糧食及農業組織 (FAO) 調查顯示，歐洲農業部門在過去50 年使用了3 000 多種不同類型的農藥[37]。Toichuev等[38]發現，吉爾吉斯斯坦境內共掩埋了至少1 876 t農藥，其中包括1 033 t 持久性有機農藥，填埋場周圍環境存在污染風險。魏雪芬等[39]在對中國甘肅省蘭州市西固區土壤中有機氯類農藥污染特征及風險進行評價時發現，在蘭州西固區土壤中，α-六六六、β-六六六、滴滴涕等8 種有機氯類農藥異構體的檢出率均為100%，其中滴滴涕主要來源于農藥生產企業的殘留。

而在很多地區的土壤中，重金屬和農藥污染是同時存在的。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) 地區土壤中檢出了幾十年前已禁用的有機氯類農藥和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]研究發現，中國云南省昆明地區土壤中重金屬Cd 和Hg超標率較高，土壤中殘留農藥則主要為六六六和DDT。黃五星等[22]研究發現，中國遼寧省煙草種植區土壤中含量較高的重金屬為Cr、Ni 和Cu，但均未超過國家土壤環境質量一級標準值，農藥六六六及DDT 含量也均未超標。Shen 等[23]在2005 年對中國江蘇省太湖地區土壤進行環境質量評價時發現，該地區DDT、Cd 和Hg 存在復合污染風險。王鐵宇等[24]研究發現，中國北京市延慶區官廳水庫周邊土壤重金屬Cd 嚴重超標，高于土壤環境質量二級標準，農藥殘留則主要以DDT 為主，超過農藥殘留總量的90%。

在農田土壤當中，重金屬和農藥的復合污染也普遍存在。有研究顯示，亞洲和歐洲大多數農田土壤每年至少使用1 次除草劑[40]，給耕地帶來了潛在的農藥污染威脅。生態環境部和自然資源部2014 年全國土壤污染狀況調查公報顯示，中國耕地土壤點位超標率為19.4%，主要污染物為重金屬 Cd、Ni、Cu、As、Hg、Pb 以及農藥 DDT 和多環芳烴類[41]。Xu 等[42]在研究中國長江三角洲快速工業化地區——浙江省嘉興市農田土壤重金屬污染時發現，該地區存在Cu、Zn、Pb、Cr、Ni 及Cd 等污染風險，其中Hg 污染風險來源于工業排放和含Hg 農藥的歷史使用。樊倍希等[43]在研究火力發電廠對周邊農田土壤重金屬污染的影響時發現，中國山西省中部地區Cd、Cr、Cu、Hg、Mn、Ni、Pb 和Zn 的含量均超過該省土壤環境背景值，且電廠周邊農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 (中國山東省西部) 糧食主產區耕地土壤重金屬與農藥污染狀況時發現，污染程度較重的重金屬為Cu、Ni 和Zn，農藥為六六六。Aleksandra 等[37]研究發現，在波蘭各采樣點耕地土壤中均檢測到了DDT，其主要來源于歷史殘留。此外，在墨西哥和美國重要農業區華雷斯山谷土壤中，有機氯類農藥和重金屬也均有檢出[44]。

農田土壤中的重金屬和農藥污染還會造成二者在農產品中的殘留問題。范靜波[45]在調查中國山西省長治地區番茄中農藥殘留和重金屬污染時發現，番茄樣品中農藥檢出率為28.0%，超標率為3.7%；重金屬檢出率為94.0%，其中，Pb 為12.0%，Cd 為94.0%。Markovic等[26]在對塞爾維亞 (Serbia) Obrenovac 地區蔬菜產品進行檢測時發現，其重金屬Pb 和Cd 含量高于塞爾維亞國家法典所規定的最高水平，同時其毒死蜱和氯氰菊酯(cypermethrin) 等農藥殘留也存在污染風險。

2 農藥與重金屬復合污染的生態毒理效應

重金屬和有機氯類等農藥都具有持久性和生物累積性的特點，一旦進入環境后將長期存在，對環境和生物產生一定的影響。另一方面，金屬又可通過催化農藥的光解/水解反應，或通過影響微生物活性而影響農藥的降解[46]。Rafique 等[47]研究發現，Cu2+和Fe2+會加快土壤中毒死蜱的光解速率，并且Cu2+比Fe2+對農藥降解的影響更大。目前，針對農藥與重金屬之間是否存在協同、相加或拮抗作用，以及二者之間相互作用機制的研究還很有限，研究體系也不完善，但已有的研究表明，復合污染會在不同程度上改變單一污染物的環境行為與毒理效應。目前國內外已開展的重金屬與農藥復合污染暴露生態毒理學相關研究可歸納如圖1 所示。

2.1 對土壤微生物的影響

土壤微生物是指生活在土壤中的細菌、真菌、放線菌、藻類、原生動物以及微小動物的總稱[48]。土壤微生物在營養循環、維持土壤結構及降解農藥等方面起著關鍵作用[49]。農藥與重金屬之間的協同和相加作用可能會對土壤微生物產生不利影響，如影響微生物群落，使土壤中微生物總量減少[50]等，進而改變土壤呼吸作用和酶活性，導致土壤質量下降。

2.1.1 對土壤微生物呼吸作用的影響 土壤中的呼吸作用對土壤生態系統有著重要的意義。土壤呼吸強度 (soil respiration) 是土壤對污染作出反應的一個重要指標，可用于表征土壤質量所受到的影響[51]。重金屬和農藥等污染物會改變土壤的呼吸作用，從而對環境造成一定影響。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，影響著土壤生態系統。有研究表明，重金屬與農藥污染都會影響土壤微生物的呼吸強度，且二者之間存在一定的相互作用。張惠文等[52]通過乙草胺 (acetochlor) 和Cu 離子單一和復合暴露12 d的試驗，研究了乙草胺和Cu 離子復合暴露對土壤呼吸強度的影響，結果發現，該復合暴露對土壤呼吸強度的影響在3、6 和12 d 時表現為促進作用，在9 d 時則表現為抑制作用。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) 復合暴露對土壤呼吸強度有較強的激活作用，高濃度組 (莠去津10 mg/kg + Pb 600 mg/kg) 則表現為抑制作用。王金花等[54]對丁草胺和Cd 復合暴露的研究發現，在中國東北地區黑土中，丁草胺和Cd 對土壤呼吸強度的影響隨著時間的延長呈現不同的變化規律：0～14 d 時表現為激活作用；14～28 d 時表現為抑制作用；28 d 后則抑制作用減輕，土壤呼吸強度逐漸恢復正常。

2.1.2 對土壤微生物酶活性的影響 土壤中的酶是土壤生化過程的重要組成部分和參與者，參與有機質分解和養分循環，還可用于判斷土壤中發生的生物化學過程。王金花等[54]研究發現，與單一暴露相比，丁草胺和Cd 復合暴露對土壤脲酶活性和磷酸酯酶活性的抑制率高于單一物質暴露。程鳳霞等[55]的研究也發現，土壤受到Cu 和草甘膦復合暴露時，對過氧化氫酶的影響大于單一物質暴露。因此，重金屬與農藥的復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，農藥和重金屬復合污染會對土壤微生物產生一定影響，主要表現為土壤呼吸作用和土壤酶活性的改變。農藥和重金屬復合污染對土壤微生物的影響不僅與污染物本身性質及其濃度有關，而且與重金屬和農藥之間的相互作用及受試的時間有關，與單一污染物暴露相比要復雜得多。另外，土壤中有機質的含量也會影響到污染物的生物利用性，從而影響到復合污染的毒性[56]。

2.2 對植物的影響

重金屬和農藥等污染物會對植物根際土壤酶活性產生影響，進而影響到植物的正常生長[57]，同時還會改變土壤原有結構，使土壤發生板結等問題，直接或間接影響植物的生長[58]。此外，污染物還會隨著食物鏈進入生態環境或人體，從而影響生態安全，甚至威脅到人體健康。

Liu 等[59]在研究草甘磷和Cu 對槐葉萍 Salvinia natans (L.) All 生長發育和抗氧化酶活性的影響時發現，低濃度的草甘膦和Cu 復合暴露對植物生長發育表現為拮抗作用，而較高濃度則呈現出協同作用。另外，該研究還發現，草甘膦和Cu 之間可以發生絡合作用，這可能是低濃度下復合暴露表現出拮抗作用的原因之一，而隨著濃度升高，甘草磷和Cu 之間的絡合作用趨于飽和，復合暴露便呈現出協同作用。當甘草磷質量濃度 ≥ 5 mg/L，且Cu ≥ 1 mg/L 時，復合暴露可誘導植物體內過氧化氫酶水平顯著升高，表明植物體內的抗氧化防御系統被激活，發生了氧化應激反應。Skiba等[60]研究發現，除草劑2,4-滴 (2,4-D) 和2 甲4 氯(MCPA) 誘導的應激反應會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生了強烈的氧化應激反應，抑制了小麥的新陳代謝，從而阻礙了重金屬從根部向其他組織轉移，最終導致小麥芽中的重金屬累積量減少。同時，小麥根系會在2,4-滴和2 甲4 氯 的作用下分泌有機酸，造成根際酸化，使得周圍土壤中重金屬流動性增強。Jiang等[61]在評估土壤中除草劑環草隆(siduron) 和重金屬的生態風險時發現，影響土壤中環草隆累積的主要因素是土壤有機質而不是土壤中的重金屬；環草隆和土壤中多種重金屬 (Cu、Cd、Pb、Zn) 復合暴露對黃瓜種子萌發的急性毒性試驗結果表明，與環草隆單一暴露相比，復合暴露對黃瓜種子根系延伸的影響呈現顯著的協同作用。在水環境中，Filimonova 等[62]研究了除草劑都阿合劑 (Primextra? Gold TZ) 和Cu 復合暴露對海洋初級生產者硅藻的影響，結果發現，二者復合暴露對硅藻生長具有明顯的拮抗作用。

總之，重金屬和農藥對植物生長發育的影響與重金屬和農藥的種類及性質有關，與物質間的相互作用有關，如二者之間發生絡合作用則會降低復合暴露對植物的毒性。此外，土壤有機質可以緩解重金屬對植物的影響[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，從而可減少其在植物中的積累，減輕對植物的污染和損傷。

2.3 對動物的影響

無論是脊椎動物還是無脊椎動物，水生動物或陸生動物，都可能受到重金屬和農藥復合污染的影響。

2.3.1 對水生動物的影響 在水生生態環境中，重金屬和農藥污染會對水生生物構成一定的威脅，這種威脅不只出現在水體中，也會出現在沉積物中。目前，已有大量研究報道了重金屬與農藥復合污染對水生動物的毒性作用[63,64-66]。在個體水平上，主要體現在對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在對生物體內酶活性的影響，在低濃度水平下，農藥和重金屬離子等污染物會通過降低或增加酶的活性而對生物產生影響[67]。

2.3.1.1 對水生動物的毒性效應 斑馬魚 (zebrafish)作為模式生物常被運用于毒理學研究[68]。Ku 等[69]研究了重金屬Ni 和殺蟲劑噻嗪酮 (buprofezin) 對斑馬魚胚胎的毒性作用。結果表明，以24 h 胚胎死亡率作為毒性效應終點，Ni 和噻嗪酮之間呈現出明顯的協同作用。導致這一結果的主要原因是Ni 和噻嗪酮之間形成了復合物，從而促進了Ni 的跨細胞膜轉運，增加了受體細胞內污染物的積累，導致其毒性效應比單一污染物明顯增強。Cd 和毒死蜱之間也呈現出同樣的復合作用，二者可以形成Cd-毒死蜱復合物，從而促進Cd 進入人體胚胎的肝細胞發揮其毒性作用，誘導細胞內產生氧化應激反應[63]。Chen 等[70]在對Cd 和毒死蜱的相互作用進行研究時發現，Cd 和毒死蜱復合暴露處理組肝臟Hep G2 細胞中出現了二者的復合物。細胞內積累的活性氧 (ROS) 可能是Cd2+和毒死蜱復合暴露導致肝臟Hep G2 細胞死亡率增加的原因。Yang 等[64]在研究氯氰菊酯和Cd對斑馬魚早期發育的聯合作用時發現，暴露在氯氰菊酯和Cd 混合物中的斑馬魚幼魚發生痙攣的幾率顯著增加，而Cd 單一暴露并不會引起痙攣反應，認為痙攣的增加可能是Cd 增強了氯氰菊酯對斑馬魚的神經毒性。進一步研究發現，Cd 可抑制氯氰菊酯誘導的斑馬魚CYP 基因表達和酶活性，Cd 暴露會導致斑馬魚體內氯氰菊酯的大量積累，使復合毒性升高[64]。上述研究表明，重金屬與農藥對斑馬魚復合暴露時常常會形成復合物，從而有利于污染物進入受體細胞，導致其對受試生物的毒性增強。

吳慧明等[65]在農藥與重金屬復合暴露對大型溞 Daphnia magna 毒性的研究中發現，農藥與重金屬單獨暴露時，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，而復合污染物對大型溞的毒性呈現出相加效應。Marziali 等[66]以溪流搖蚊 Chironomus riparius 幼蟲為載體，采用化學、生態毒理學及生態分析三位一體的方法，分析了河流沉積物中污染物的殘留，并且評估了沉積物的污染對底棲生物群落的毒性風險。結果發現，在20 年前的工業活動中，Hg、DDT 和As 進入水體，在河流沉積物中產生了富集。慢性毒性試驗表明，復合污染使得搖蚊幼蟲發育速度減慢，卵的數量減少，而且污染物對水生生物群落也造成了一定的影響。2.3.1.2 對水生動物酶活性的影響 酶在生物的新陳代謝中發揮著催化多種化學反應的作用[71]，對生物的生長發育有著重要意義，而農藥和重金屬復合暴露對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]研究發現，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；與重金屬Cd、Ni 單一暴露相比，溴氰菊酯與Cd 和Ni 復合暴露后，斑馬魚抗氧化酶含量低于溴氰菊酯單獨暴露處理，說明溴氰菊酯與Cd 和Ni 之間存在拮抗作用。Tilton 等[73]研究發現：隨著Cu 單一暴露濃度升高，斑馬魚 AChE 活性呈升高趨勢；隨著毒死蜱單一暴露濃度升高，AChE活性呈下降趨勢；二者復合暴露時，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。Banaee 等[74]研究了樂果 (dimethoate) 和Cd 單一和復合暴露對淡水蝸牛 (截口土蝸，Galba truncatula) 亞致死生化指標的影響，發現樂果和Cd 均能引起截口土蝸的氧化應激反應，使其生化指標發生改變，復合暴露還可造成AChE 和葡萄糖-6-磷酸脫氫酶(G6PDH) 活性降低，并且樂果和Cd 復合暴露會增強各自的毒性，表明兩者之間存在協同作用。Xu 等[75]在研究Pb 和百草枯 (paraquat) 復合暴露對金魚 Carassius auratus 肝臟解毒酶的影響時發現，Pb 和百草枯復合暴露會抑制魚肝臟內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)、谷胱甘肽轉移酶 (GSTs) 和尿苷二磷酸葡萄糖醛酸基轉移酶(UGT) 的活性，并且這種影響會隨著復合暴露濃度升高和暴露時間延長而增強。

還有研究發現，重金屬和農藥暴露對水生動物體內酶活性的影響會隨季節發生變化。Uluturhan等[76]通過研究指示土耳其愛琴海東部Homa 湖重金屬和農藥污染狀況的生物標志物隨季節的變化，發現重金屬和農藥污染對貽貝 (mussels) 和蛤蚌 (clams) 肝胰腺和軟組織中過氧化氫酶 (CAT)、SOD、GPx 和AChE 的影響會表現出季節性和物種特異性差異。Volety[77]的研究也發現，美國佛羅里達州Caloosahatchee 河口牡蠣體內的重金屬和農藥含量在不同月份之間存在顯著差異，但其濃度低于美國全國平均水平，對牡蠣并未產生顯著的影響。

2.3.2 對陸生動物的影響 在陸生環境中，重金屬和農藥復合暴露對昆蟲和土壤動物都產生了一定的影響。Sadowska 等[78]研究發現：在意大利博洛尼亞地區，無論是城市還是農村，蜜蜂體內都有不同程度的農藥殘留，但是農村地區殺蟲劑的殘留濃度更高，而且農村地區蜜蜂的體內還檢測出了已被歐盟禁用的農藥殺撲磷 (methidathion)；同樣，無論在城市還是農村，蜜蜂體內都檢測出了重金屬Cu、Zn、Mn、Pb 和Co，且其含量相似。Sgolastra 等[79]的研究發現，與Pb、Cd 和Fe 相比，Cr (Ⅲ) 對蜜蜂的急性經口毒性較低，在蜜蜂體內的殘留量也較低，說明蜜蜂對Cr (Ⅲ) 的去除能力較強；同時發現，Cr (Ⅲ) 與噻蟲胺(clothianidin) 和丙環唑 (propiconazole) 復合暴露并不會增加蜜蜂的死亡率，并且Cr (Ⅲ) 和丙環唑復合暴露在對蜜蜂死亡率的影響上還存在一定的拮抗作用，但兩種農藥復合暴露對蜜蜂死亡率的影響則呈明顯的協同作用。

蚯蚓作為土壤生態系統中重要的指示生物，已被廣泛用于評價土壤中污染物的生態毒性。Wang 等[80]研究了5 種殺蟲劑、2 種除草劑和重金屬Cd 對赤子愛勝蚓 Eisenia foetida 的影響，發現21 組復合暴露中，按照效應終點LC10、LC50及LC90計算得出聯合作用類型為協同和相加作用的分別占約81%、76%和76%。該研究結果對實際環境中多種殺蟲劑、除草劑和重金屬相互作用的研究具有一定的指導意義。Yun 等[81]探究了重金屬Cd 與多種農藥復合暴露對赤子愛勝蚓的毒性效應，通過濾紙接觸試驗發現：Cd-莠去津和Cd-高效氯氟氰菊酯 (lambda-cyhalothrin) 復合暴露對蚯蚓的毒性都存在著不同程度的拮抗作用，但復合暴露的毒性會隨著暴露時間的延長而增強；Cd-莠去津-毒死蜱和Cd-毒死蜱-阿維菌素復合暴露組則表現出了不同程度的協同作用，并且復合暴露的毒性也會隨著暴露時間的延長而增強；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-阿維菌素復合暴露組也呈現出不同程度的協同作用。而通過人工土壤試驗發現：Cd-莠去津和Cd-高效氯氟氰菊酯復合暴露組存在協同作用；Cd-高效氯氟氰菊酯-阿維菌素復合暴露組存在拮抗作用；Cd-莠去津-毒死蜱-高效氯氟氰菊酯-阿維菌素復合暴露組則存在協同作用；且復合暴露毒性均與暴露時間呈正相關。

此外，低濃度水平農藥和重金屬復合暴露所引起的生態風險也值得關注。有研究表明，呋喃丹 (carbofuran) 與Cu 復合暴露下，低濃度處理組蚯蚓蛋白質含量呈上升趨勢，SOD 活性呈下降趨勢，AChE 活性呈上升趨勢；而高濃度處理組蚯蚓的蛋白質含量和SOD 活性變化均不大，AChE 活性則呈下降趨勢；同時，隨著暴露時間延長，Cu 和呋喃丹之間復合作用的毒性主要以呋喃丹的毒性為主[82]。李勖之[83]研究發現，環草隆和Cd 復合暴露會抑制蚯蚓的可溶性蛋白含量，且其復合暴露在較低的濃度下可觀察到明顯的拮抗作用，但隨著環草隆和Cd 濃度增加，該復合暴露對蚯蚓的聯合毒性轉變為協同作用。

綜上所述，對水生動物而言，重金屬和農藥復合暴露似乎是通過形成復合物，促進污染物的跨膜運輸，從而增強了污染物的毒性；而從分子水平角度分析，也可能是由于重金屬或農藥能夠抑制水生動物體內酶的活性，從而增強了其中某些物質的毒性。而對于陸生動物而言，重金屬和農藥間的相互作用更加復雜，對酶活性的影響也存在差異——重金屬與農藥復合暴露對陸生動物存活率和體內酶活性的影響可能存在協同作用，也可能存在拮抗作用，并且復合暴露的毒性與時間相關。表2 總結了目前國內外已開展的重金屬與農藥復合暴露的生態毒理學相關研究。

3 結論與展望

總體而言，研究復合污染比研究單一污染要困難得多，這與物質本身的特性、物質與物質之間的相互作用，以及處于不同介質中的物質所受到的物理、化學和生物作用有關。目前，人們已經意識到單一污染研究的局限性，開始重視對復合污染的研究，但還需盡快完善現有的研究方法及相關毒理學指標。開展重金屬和農藥復合暴露的生態毒理學研究有利于探討復合污染的機理，為減輕污染發生、阻止污染擴散提供理論基礎。

現階段，雖然有關重金屬和農藥復合暴露的生態毒理學研究已取得一些進展，但國內相關研究數量仍較少。在現實環境中，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合暴露間存在差異，因此，對農藥-重金屬復合污染的研究還需更多探討低濃度水平下的聯合作用。在不同的環境介質中，污染物會受到其他環境因素的影響，例如土壤環境中的農藥和重金屬等污染物會受到土壤中有機質的影響等，但目前大多數研究都還處于實驗室階段，在實際環境中污染物間的相互作用將更加復雜。另外，目前關于農藥和重金屬復合污染的研究內容也比較單一，缺乏多元化的深層次研究。因此對現有的研究方法、生物機理、生態毒理學指標等還需進行更深層次的探索和完善。因重金屬-農藥復合污染物的遷移性質，污染物還會在土壤-水-大氣、土壤-植物-動物之間流動，并通過食物鏈影響生態環境和人體健康。因此，盡快建立一個完整、完善的體系，以研究整個生態系統中農藥-重金屬復合污染所產生的環境風險具有重要的意義。

表2 部分農藥與重金屬復合暴露的生態毒理學效應Table 2 Ecotoxicological effects of combined exposure of some pesticides and heavy metals