農藥—重金屬鉛復合污染生態毒理效應研究進展

王曉嵐，錢嬌娟，劉沁雨，尹曉輝

摘要 闡述了目前國內外農藥與重金屬的污染現狀，探討了農藥與重金屬復合污染對土壤微生物、植物、動物的生態毒理效應，最后對今后的研究方向進行了展望，包括加強研究農藥-重金屬復合污染對環境生物影響的機理，短期與長期研究并重。

關鍵詞 農藥；重金屬；復合污染；生態毒理

中圖分類號 X71 文獻標識碼 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

我國是農藥大國，產量居世界第一。據農藥協會統計，2015年我國農藥總產量為132.8萬t，其中除草劑占622%，殺蟲劑占22.8%，殺菌劑占12.7%。但隨著農藥產業的迅速發展和大面積推廣使用，其污染效應也擴展到整個生態系統。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、沉降和徑流進入河流湖泊。此外，人類活動產生的工業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。隨著工農業的逐漸發展，越來越多的污染物進入環境并共存，多種污染物共存時，往往會產生相互作用和影響，從而改變彼此的環境行為和生態毒性。

關于復合污染，國內學者周啟星等[1]較為系統地闡述了復合污染的定義，指存在于同一環境介質或生態系統同一分室的2種或2種以上不同性質的環境污染物之間發生聯合作用的現象。近幾年，有學者主要集中于農藥與金屬復合污染的效應及農藥復合污染物對土壤動物（蚯蚓）、微生物和植物的生態毒理影響進行研究，取得了重要成果[2-5]。但總體看來，環境中重金屬-農藥復合污染的生態毒理研究仍面臨許多問題[6]，其中效應與機理研究是復合污染研究的核心內容，也是解決復合污染的關鍵[7]。因此，農藥-重金屬對生態環境的污染已成為生態毒理領域較為關注的熱點。筆者對農藥-重金屬復合污染對土壤、植物以及動物影響方面的研究動態進行綜合分析，對一些研究熱點和需要強化的方面進行展望。

1 農藥與重金屬污染現狀

我國農業生產中廣泛使用的有機磷類殺蟲劑（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]等農藥之間可能存在相互作用，可能產生相加、協同等復合效應，對農產品質量安全和消費者健康造成的危害可能超過單一農藥殘留。研究結果表明，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，我國有機磷農藥在四川茶園土壤中的檢出率高，檢出點數為150個，檢出率達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藥殘留檢測結果顯示，選取的45個樣品中，40個樣品檢測出50種農藥殘留，30個樣品至少5種以上殘留農藥。有報道稱，泉州灣中養殖貝類體內有機氯類農藥總殘留濃度為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]。這給我國農產品質量安全和消費帶來了風險隱患，目前已成為社會與公眾關注的熱點問題。

鉛（Pb）是天然存在的重金屬，隨著工業的發展，Pb在水環境中含量逐步上升。農業生態環境重金屬Pb的污染源極多，工業污染包括廢棄尾礦、蓄電池制造業、金屬冶煉業、印刷業、機械制造、造船及拆船業等，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，隨著資源的開發利用日益加劇，污染土壤中Pb 含量高達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 0.79～12800 mg/kg[《食品中鉛限量衛生標準》（GB 14935—94） 0.02～ 0.50 mg/kg[16]]，通過土壤-作物系統進入食物鏈引起的 Pb中毒比率呈逐年上升趨勢[17]。有資料顯示，鉛鋅礦廢棄區周邊土壤Pb含量高達2 708 mg/kg，污染稻田和林地土壤綜合污染指數均大于3，屬于重度污染；普通稻田也達中度污染；蘿卜可食部分Pb超標220倍[18]。近年來，我國食品Pb污染事件頻發，嚴重威脅著人們的生命安全，已成為食品安全的熱點問題。2010年四川省內江市隆昌縣漁箭鎮等地經血液化驗49人血Pb含量超標，其中兒童 47人；2010 年陜西省鳳翔縣東嶺集團冶煉公司環評范圍內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福鐵村莊水井水質Pb含量超標，20多名兒童被查出血Pb超標；2011年廣東省河源市紫金縣河源三威電池Pb污染，造成 241名村民及學生血Pb超標，其中96名重度超標，35名患者需要排Pb治療[17]。

2 農藥與重金屬復合污染的生態毒理效應

2.1 復合污染對土壤微生物的生態毒理效應

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，土壤呼吸強度作為表征土壤生物能量代謝及生命活動的有效指標，一直受到學者的重視[19]。有研究表明，在十溴二苯醚（BDE209）和Cd復合污染下，土壤培養微生物群落和酶活性數據表明，2種污染物的敏感性從大到小依次為細菌、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關系[21]。但關于農藥-重金屬復合污染對土壤微生物活性的影響研究較少。張清敏等[22]研究發現，在涕滅威復合污染體系對微生物的影響中，呼吸強度是最為敏感的指標之一。張惠文等[23]在研究乙草胺-銅離子對黑土農田微生物的聯合作用時也發現了土壤呼吸被抑制，并且表現出明顯的乙草胺-銅離子協同毒性效應。鄒小明等[24]研究發現，氯氰菊酯與Cd2+復合污染、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，表現為抑制效應；而氯氰菊酯單一污染則表現為先激活效應再恢復，且該效應與氯氰菊酯濃度呈正相關，結果表明，氯氰菊酯與Cd2+復合污染對土壤質量的影響表現為加和效應。有研究表明，經過Cd、Pb和呋喃丹單一或復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-呋喃丹復合污染對土壤微生物的影響比單一污染嚴重[25]。但周垂帆[26]研究發現，在草甘膦和重金屬共存的環境中，草甘膦能夠降低重金屬對發光菌的毒性。鄧鐵柱等[27]研究表明，乙草胺與重金屬對發光菌的聯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%，從而導致土壤的修復能力下降，對整個生態環境造成了嚴重影響[28]。

2.1.2 對土壤酶活性的影響。土壤酶是土壤生態系統代謝的主要動力，土壤中所進行的一切生物學和化學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生影響，最終影響土壤質量及其再生能力[30]，脫氫酶和脲酶活性受Pb顯著抑制[31]。

重金屬與農藥復合污染對土壤酶的影響明顯大于單一污染。程鳳俠等[32]研究發現，Cu和草甘膦復合污染時，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+聯合作用表現為加和效應，低濃度復合污染處理土壤酶活性與對照相比差異較小，而較高濃度復合污染可有效激活蔗糖酶活性[33]。Hg和一些多環芳烴（如芘）的混合物會導致土壤酶活性顯著增加，并且與濃度相關[34]。

研究發現，農藥-重金屬復合污染對不同酶影響是有區別的。莠去津-Cu的協同作用主要表現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，對脲酶分別會產生拮抗作用和協同作用[29]。BDE209和TBBPA聯合暴露對過氧化氫酶或糖化酶活性均表現出拮抗作用，而對脲酶活性而言，為協同作用[21]。苗靜等[36]研究發現，DOP與Pb復合污染對過氧化氫酶活性具有協同作用；對轉化酶活性以拮抗作用為主；對脲酶低濃度水平時表現為協同作用，中、高濃度水平時表現為拮抗作用；對磷酸酶低濃度水平時表現為拮抗作用，高濃度水平則主要表現為協同作用。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，復合污染對土壤酶的研究大多集中于單一污染，有關復合污染尤其是農藥-重金屬復合污染報道較少，且缺乏系統性。

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生長期影響。因此，研究農藥-重金屬對植物的聯合作用是十分必要的。從個體水平上看，種子發芽率和根伸長等指標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+能促進小白菜的發芽率，而在高濃度則為抑制；但當在Cu2+和CPM復合污染下，其對白菜種子萌發和芽、根伸長的毒性效應程度從大到小依次為根伸長、芽伸長、發芽率[39]。在Cd2+、Cu2+與氯嘧磺隆復合污染對小麥種子的研究中發現，三者復合污染對小麥發芽率抑制具有顯著的協同作用；在高濃度處理時抑制率達70%[40]。這表明植物根部對污染較為敏感，復合污染對植物生長發育存在潛在風險。

從分子水平上看，低濃度Cd2+與毒死蜱復合污染對白菜的CAT活性有明顯的抑制作用；而高濃度Cd2+與毒死蜱復合污染時對CAT活性有明顯抑制效應；同時也會對植株內可溶性糖的積累有所抑制[41]。在呋喃丹和敵草隆復合污染對微藻的研究中發現，二者混合物顯著抑制了細胞生長（葉綠素含量）和細胞形態（復雜性和細胞大小）變化[42]。而重金屬與農藥復合脅迫下，可溶性糖含量總體呈下降趨勢[43]。在Cd和PCP聯合作用下，小麥的植物生物量被抑制和降低了89%和92%[44]。金彩霞等[45]研究發現，隨著Cd濃度的升高，小麥生物量呈現下降趨勢，Cd和豆磺隆對小麥生物量的抑制與影響起到協同作用，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與芐嘧磺隆復合污染能破壞根尖細胞結構，使表皮細胞破裂，核仁解體，而且細胞 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）均被認為是植物體中抗氧化酶系統的組成部分，其在復合污染條件下活性發生改變，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的聯合應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]。植物在受到環境脅迫時，短時間會產生大量活性氧（ROS），這會誘導植物產生更多SOD、過氧化氫酶（CAT），造成SOD、CAT活性上升，但當脅迫濃度進一步升高時，則會導致SOD、CAT活性下降，進而對植物造成危害，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 農藥-重金屬鉛復合污染生態毒理效應研究進展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，因此研究毒物的聯合毒性效應顯得十分重要，如金屬與金屬之間、農藥與農藥之間、金屬與農藥之間的復合污染。宋志慧等[47]研究金屬之間復合污染（如Cu2+、Cd2+、Cr6+）對斑馬魚聯合毒性的作用中發現，Cd2+分別與Cu2+、Cr6+共存時，對斑馬魚聯合作用表現為增加的協同作用，而Cu2+、Cr6+共存時，表現出毒性降低的拮抗作用。梁秋燕等[48]研究發現，Zn2+與Cd2+在不同毒性單位配比下，對斑馬魚的5個毒理學終點48hpf凝結、48hpf心律、72hpf凝結、72hpf 孵化、72hpf畸形不完全相同。國內也有不少學者研究了毒死蜱與化合物對生物的復合污染，主要是研究復合污染對生物的毒性評估、毒性效應以及對生物標志物的影響等。如同為有機磷農藥的毒死蜱與樂果聯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，聯合作用表現為相加[49]。趙于丁[50]研究發現，毒死蜱與氟蟲腈等4種農藥混合對斑馬魚的乙酰膽堿酶、P450酶、谷胱甘肽-S-轉移酶有不同的指示作用，如誘導谷胱甘肽S轉移酶（GST）活性等，達到良好的檢測效果。文一[51]研究發現，毒死蜱與阿特拉津聯合暴露對鯉魚的亞慢性效應時的肝組織出現病理變化，肝、鰓的自由基活性與過氧化酶的活性變化影響機體正常的生理機能，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混合污染出現拮抗效應[52]；毒死蜱-阿特拉津-特丁津三者復合污染對斑馬魚早期胚胎毒性表現為協同效應，引起胚胎畸形、游泳能力下降等[53]；β-氯氰菊酯和毒死蜱復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）對斑馬魚胚胎的聯合毒性以協同效應為主[55]。文一[51]研究了毒死蜱與氧化樂果混合可使SD大鼠的精子出現多種畸形現象，導致精子質量降低，對細胞造成損傷，對大鼠的生殖毒性與神經毒性具有協同作用。國內對乙草胺的復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]研究發現，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，關于Pb污染在水體中的環境效應對水生生物的影響的研究越來越多。有報道表明，Pb暴露導致Bufo arenarum胚胎畸形的增加[57]，會導致Rana sphenocephala的幼體發育遲緩甚至胚胎死亡[58]。暴露于水中的Pb2+被發現會與許多酶上的巰基結合導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-苯并三唑聯合污染會導致肝特異性脂肪酸結合蛋白的表達增加，最終導致肝萎縮[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，抑制蝌蚪生長發育及變態進程減緩，變態成功率低[62]；影響細胞、組織和器官分化發生，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，并影響其生長發育和生殖發育[64]。有報道表明，Pb暴露導致Bufo arenarum胚胎畸形的增加[57]，會導致Rana sphenocephala的幼體發育遲緩甚至胚胎死亡[65]。暴露于水中的Pb2+被發現會與許多酶上的巰基結合導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，與環境中的低劑量暴露情況區別很大。因此，需要研究低劑量暴露Pb可能產生的影響[66]。Pb誘導褐牙鲆抗氧化酶（GST、SOD、CAT）活性，增加MDA含量[67]。匡少平等[68]通過Pb對泥鰍的毒性試驗，發現Pb能降低泥鰍的存活率，影響其生殖、生理的變化，誘發泥鰍血紅細胞與卵細胞畸變，破壞細胞正常生長，并且Pb能使泥鰍具有較強的雌激素活性。汪斌等[69]研究發現，Pb在鯽魚組織中的分布規律為魚肝>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對鯉魚紅細胞的微核細胞率的影響，結果發現，微核細胞率與Pb2+濃度、暴露時間均呈一定的劑量效應關系，證明了河流底泥中的Pb2+具有細胞遺傳毒性[70]。另有研究表明，Pb對鯽魚肝臟內的酶（CAT、SOD）活性具有誘導作用；低濃度時抑制GST、谷胱甘肽過氧化物酶（GSH-Px）活性，表明Pb對鯽魚有發育毒性[71]。黃偉[67]在研究褐牙鮃早期生活階段抗氧化系統防御系統對Pb脅迫試驗中發現，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，有關農藥-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，被認為是最適合對土壤中化學物質進行毒性測試的物種之一，是農田生態系統中土壤物質生物小循環中重要的環節[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損失顯著降低，產繭量增加，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。兩者復合后毒性降低表現為拮抗作用[26]。另有相似研究Cu、Cd 單一及復合污染對蚯蚓血細胞微核的影響，結果表明，復合效應小于單一效應之和，說明復合污染對其毒性具有明顯的拮抗作用[73]。這與陳晨[74]的研究結果相似，二元、三元農藥混合污染雖不會產生顯著的協同或拮抗毒性效應，整體仍呈現出濃度相加的特點，且混合污染物仍有可能產生危害效應。有報道表明，Cd2+和 Pb2+復合污染對長牡蠣胚胎和幼蟲的毒性效應分別為簡單相加和協同作用，此外，復合暴露會導致長牡蠣胚胎細胞 DNA 損傷程度增大[75]。重金屬Cd、Cu與石油烴對沙蠶的聯合毒性效應，與其不同的濃度組合有關，隨著石油烴濃度的變化，聯合效應分別表現為聯合及拮抗作用，且乙酰膽堿酯酶的活性被顯著抑制，最大抑制率可達90%以上[76]。但也有其他研究表明，當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，表現出明顯的協同作用[77]。

此外，復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）對大型溞的聯合毒性表現為拮抗作用[78]。有相似研究結果的還有Cu2+與DBP或DEHP對大型溞的聯合毒性也表現為拮抗作用[79]。有報道表明，Cd-Zn混合物形態學改變的胚胎發現嚴重的發育缺陷[80]，而作為水生生物聯合毒性作用的敏感指標金屬硫蛋白（MT），有研究表明，Cd與Zn復合污染對大型溞體內的金屬硫蛋白（MT）存在著低濃度協同、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合毒性效應的生物標志物，當大型溞暴露于Cd、和Zn時，SOD活性明顯表現為先增加后減少，說明Cd和Zn聯合暴露對大型溞的SOD活性有抑制作用[82]。農藥之間聯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會在生物體內富集，但搖蚊相比其他底棲無脊椎生物而表現出了更耐受性，將Pb污染條件下的搖蚊給魚類投喂，結果顯示，Pb在魚類體內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對搖蚊幼蟲表現為高等毒性[85]。有報道稱，氯菊酯和Cd對搖蚊的聯合毒性表現為拮抗作用[86]。而在農藥毒死蜱-吡蟲啉-樂果三元污染對搖蚊的毒性表現為協同作用，推測可能是有相同的MOA造成的[87]。

雖然復合污染對無脊椎動物的研究頗多，但是低劑量農藥-Pb復合污染對無脊椎動物的研究較為缺乏，在今后的研究中應進一步探索。

3 展望

隨著環境問題日益受到重視，農藥-重金屬復合污染的研究正處于不斷深入和完善之中，但仍存在需要加強的研究方向，尤其是農藥-重金屬復合污染機理的研究，是研究農業環境污染現狀及制定污染治理的根本依據。

首先，農藥-重金屬復合污染對環境生物影響的機理應加強研究。目前大多數研究仍處在對單一農藥或農藥與農藥污染的機理研究，而對復合污染，尤其是農藥-重金屬復合污染機理研究較為缺乏，且缺乏系統性。要借助更先進的技術手段，進一步拓寬復合污染的研究領域，深化復合污染機理研究，進一步揭示復合污染的致毒途徑及其機理，加強復合污染成果的應用。

其次，短期與長期研究并重。由于環境中大多數有害物質殘留時間較長，尤其是農藥和重金屬，這些物質進入食物鏈在生物體內富集，影響人類健康安全。因此，深入研究低劑量農藥-重金屬復合污染物對環境生物長期的影響顯得尤為重要，可為農藥-重金屬復合污染物的生態風險評價提供重要的基礎數據和理論依據。

參考文獻

[1] 周啟星，程云，張倩茹，等.復合污染生態毒理效應的定量關系分析[J].中國科學（C輯），2003，33（6）：566-573.

[2] 劉維屏，張穎.手性農藥毒性評價進展[J].浙江大學學報（農業與生命科學版），2012，38（1）：63-70.

[3] YANG X E，LI T Q，YANG J C，et al.Zinc compartmentation in root，transport into xylem，and absorption into leaf cells in the hyperaccumulating species of Sedum alfredii Hance[J].Planta，2006，224（1）：185-195.

[4] 李廷強，舒欽紅，楊肖娥.不同程度重金屬污染土壤對東南景天根際土壤微生物特征的影響[J].浙江大學學報（農業與生命科學版），2008，34（6）：692-698.

[5] 單敏.毒死蜱、百菌清、丁草胺對土壤微生物和土壤酶的影響[D].杭州：浙江大學，2006.

[6] 李昕馨，宋玉芳，張薇，等.低劑量混合污染生態毒理與風險評價研究進展[J].應用生態學報，2006，17（7）：1326-1330.

[7] LIU Y，DING J，REYNOLDS L M，et al.Methylomics of gene expression in human monocytes[J].Human molecular genetics，2013，22（24）：5065-5074.

[8] 蔡思義，米長虹，鄭振華.水田環境中乙草胺允許濃度研究[J].農業環境科學學報，1996（3）：128-129.

[9] SUN L W，SHAO X L，WU Y D，et al.Ontogenetic expression and 17βestradiol regulation of immunerelated genes in early life stages of Japanese medaka（Oryzias latipes）[J].Fish & shellfish immunol，2011，30（4/5）：1131-1137.

[10] WANG Z J，LV Y B，WANG Y，et al.Assessing the ecological risk of substituted benzenes in Huaihe River，China[J].Acta scientiae circumstantiae，2002，22（3）：300-304.

[11] HLADIK M L，BOUWER E J，ROBERTS A L.Neutral chloroacetamide herbicide degradates and related compounds in Midwestern United States drinking water sources[J].Science of the total environment，2008，390（1）：155-165.

[12] 于志勇，金芬，李紅巖，等.我國重點城市水源及水廠出水中乙草胺的殘留水平[J].環境科學，2014，35（5）：1694-1697.

[13] 于曉斌.吉林省玉米種植區耕層土壤中莠去津和乙草胺殘留分布特征及風險評價[D].長春：東北師范大學，2015.

[14] 張蓉.茶中有機磷農藥殘留HPTLC檢測及茶多酚對毒死蜱光解影響研究[D].合肥：安徽農業大學，2013.

[15] 和慶，彭自然，張晨，等.長三角地區池塘養殖水產品重金屬含量及其健康風險評價[J].農業環境科學學報，2017，36（6）：1070-1077.

[16] 王慶海，卻曉娥.治理環境污染的綠色植物修復技術[J].中國生態農業學報，2013，21（2）：261-266.

[17] 郭婧嫻，張利，賈艷艷.張家口地區 2010-2012 年間兒童鉛中毒情況綜合分析[J].國際檢驗醫學雜志，2013，34（17）：2279-2280.

[18] 畢德，吳龍華，駱永明，等.浙江典型鉛鋅礦廢棄地優勢植物調查及其重金屬含量研究[J].土壤，2006，38（5）：591-597.

[19] 黃化剛.鎘-鋅/滴滴涕復合污染土壤植物修復的農藝強化過程及機理[D].杭州：浙江大學，2012.

[20] ZHANG W，ZHANG M，AN S，et al.Ecotoxicological effects of decabromodiphenyl ether and cadmium contamination on soil microbes and enzymes[J].Ecotoxicology & environmental safety，2012，82（3）：71-79.

[21] ZHANG W，CHEN L，AN S，et al.Toxic effects of the joint exposure of decabromodiphenyl ether（BDE209）and tetrabromobisphenol A（TBBPA）on soil microorganism and enzyme activity[J].Environmental toxicology & pharmacology，2014，38（2）：586-594.

[22] 張清敏，李得翔，熊瑛，等.涕滅威復合污染體系對土壤微生物的生態毒理效應[J].農業環境科學學報，2001，20（5）：302-304.

[23] 張惠文，張倩茹，周啟星，等.乙草胺及銅離子復合施用對黑土農田生態系統土著微生物的急性毒性效應[J].農業環境科學學報，2003，22（2）：129-133.

[24] 鄒小明，林志芬，尹大強，等.氯氰菊酯與Cd2+對土壤微生物量及酶活性的聯合效應[J].生態與農村環境學報，2010，26（4）：361-366.

[25] 肖根林.光合細菌修復鉛鎘及呋喃丹復合污染土壤的研究[D].太原：中北大學，2011.

[26] 周垂帆.重金屬和草甘膦復合污染生態毒理研究[D].南京：南京林業大學，2013.

[27] 鄧鐵柱，蘇麗敏，袁星，等.乙草胺與 Cu，Zn 對發光菌和斑馬魚胚胎的聯合毒性效應[J].環境化學，2008，26（6）：741-744.

[28] HECHMI N，AISSA N B，ABDENACEUR H，et al.Evaluating the phytoremediation potential of Phragmites australis grown in pentachlorophenol and cadmium cocontaminated soils[J].Environmental science & pollution research，2014，21（2）：1304-1313.

[29] 王金花.丁草胺-鎘復合污染對土壤微生物的分子生態毒理效應與生物修復研究[D].上海：上海交通大學，2007.

[30] LI B T，CHEN Y R，LIANG W Z，et al.Influence of cerium oxide nanoparticles on the soil enzyme activities in a soilgrass microcosm system[J].Geoderma，2017，299：54-62.

[31] ZHANG R，ZHANG W，LIU G，et al.Changes of lead speciation and microbial toxicity in soil treated with repeated Pb exposure in the presence of BDE209[J].Environmental science & pollution research，2016，23（5）：4621-4628.

[32] 程鳳俠，司友斌，劉小紅.銅與草甘膦單一污染和復合污染對水稻土酶活性的影響[J].農業環境科學學報，2009，28（1）：84-88.

[33] 鄒小明，林志芬，尹大強，等.氯氰菊酯與Cd2+對土壤微生物量及酶活性的聯合效應[J].生態與農村環境學報，2010，26（4）：361-366.

[34] DAZJARAMILLO M，MIGLIORANZQ K S B，CARRIQUIRIBORDE P，et al.Sublethal effects in Perinereis gualpensis（Polychaeta：Nereididae）exposed to mercurypyrene sediment mixture observed in a multipolluted estuary[J].Ecotoxicology，2017，26（6）：792-801.

[35] 劉廣深，徐冬梅，李克斌，等.酸雨、銅和莠去津對土壤水解酶活性的影響[J].應用生態學報，2004，15（1）：127-130.

[36] 苗靜，祝惠，王鑫宏，等.DOP與Pb單一及復合污染對土壤酶活性的影響[J].環境科學研究，2009，22（7）：856-861.

[37] ZHAO S Y，FAN Z Y，SUN L H，et al.Interaction effects on uptake and toxicity of perfluoroalkyl substances and cadmium in wheat（Triticum aestivum L.）and rapeseed（Brassica campestris L.）from cocontaminated soil[J].Ecotoxicology & environmental safety，2017，137：194-201.

[38] 王米道，程鳳俠，司友斌.銅與草甘膦復合污染對小麥種子發芽與根伸長的抑制作用[J].生態毒理學報，2009，4（4）：591-596.

[39] LIU T F，WANG T，SUN C，et al.Single and joint toxicity of cypermethrin and copper on Chinese cabbage（Pakchoi）seeds[J].Journal of hazardous materials，2009，163（1）：344-348.

[40] WANG M E，ZHOU Q X.Single and joint toxicity of chlorimuron-ethyl，cadmium，and copper acting on wheat Triticum aestivum[J].Ecotoxicology & environmental safety，2005，60（2）：169-175.

[41] 何任紅，蔣新宇，馬愛軍.鎘與毒死蜱單一和復合污染對白菜生長及抗氧化酶的影響[J].江蘇農業科學，2013，41（2）：276-278.

[42] MANSANO A S，MOREIRA R A，DORNFELD H C，et al.Effects of diuron and carbofuran and their mixtures on the microalgae Raphidocelis subcapitata[J].Ecotoxicology & environmental safety，2017，142：312-321.

[43] 王雪琪，李凡修，黃河.不同富營養化程度下Cd和百草枯對浮萍部分生理指標的影響[J].亞熱帶農業研究，2009，5（3）：184-187.

[44] HECHMI N，AISSA N B，ABDENACEUR H，et al.Evaluating the phytoremediation potential of Phragmites australis grown in pentachlorophenol and cadmium cocontaminated soils[J].Environmental science & pollution research，2014，21（2）：1304-1313.

[45] 金彩霞，周啟星，王新.鎘-豆磺隆復合污染對小麥生物學性狀與品質的脅迫[J].農業環境科學學報，2004，23（6）：1160-1163.

[46] 吳慶鈺，楊俊誠，張建峰，等.鎘與芐嘧磺隆復合污染對水稻細胞、DNA的毒害作用[J].農業環境科學學報，2007，26（6）：2216-2220.

[47] 宋志慧，王慶偉.Cu2+、Cd2+和Cr6+對斑馬魚聯合毒性作用和生物預警的研究[J].生態毒理學報，2011，6（4）：361-366.

[48] 梁秋燕，謝勇平，方展強.Zn2+和Cd2+對斑馬魚早期胚胎發育階段的單一與聯合毒性[J].中國水產科學，2012，19（2）：283-293.

[49] 乙楠楠，吳惠，李亭亭，等.毒死蜱和樂果聯合染毒對大鼠肝臟抗氧化酶活性的影響[J/OL].（2014-03-24）[2017-10-11].http：//www.doc88.com/p-0911981913742.html.

[50] 趙于丁.5種稻田常用殺蟲劑對斑馬魚的毒性及亞致死效應[D].福州：福建農林大學，2007.

[51] 文一.有機磷農藥的聯合毒性及其毒理學機理研究[D].北京：中國農業科學院，2008.

[52] KIENLE C，KHLER H R，GERHARDT A.Behavioural and developmental toxicity of chlorpyrifos and nickel chloride to zebrafish（Danio rerio）embryos and larvae[J].Ecotoxicology & environmental safety，2009，72（6）：1740-1747.

[53] PREZ J，DOMINGUES I，MONTEIRO M，et al.Synergistic effects caused by atrazine and terbuthylazine on chlorpyrifos toxicity to earlylife stages of the zebrafish Danio rerio[J].Environmental science & pollution research，2013，20（7）：4671-4680.

[54] ZHANG J Y，LIU L L，REN L，et al.The single and joint toxicity effects of chlorpyrifos and betacypermethrin in zebrafish（Danio rerio）early life stages[J].Journal of hazardous materials，2017，334：121-131.

[55] DENG T Z，LIM S U，YUAN X，et al.Joint toxicity of acetochlor and Cu，Zn to photobac terium phosphoreum and zebrafish（B.Rerio）embryos[J].Environmental chemistry，2007，26（6）：741-744.

[56] 梁繼東，周啟星.甲胺磷、乙草胺和銅單一與復合污染對蚯蚓的毒性效應研究[J].應用生態學報，2003，14（4）：593-596.

[57] PREZCOLL C S，HERKOVITS J.Stage dependent susceptibility to lead in Bufo arenarum embryos[J].Environmental Pollution，1990，63（3）：239-245.

[58] SPARLING D W，KREST S，ORTIZSANTALIESTRA M.Effects of leadcontaminated sediment on Rana sphenocephala tadpoles[J].Archives of environmental contamination & toxicology，2006，51（3）：458-466.

[59] KACZOR M，SURA P，BRONOWICKAADAMSKA P，et al.Exposure to lead in water and cysteine nonoxidative metabolism in Pelophylax ridibundus tissues[J].Aquatic toxicology，2013，127（2）：72.

[60] NUSAIR S D，ZAROUR Y S A，ALTARIFI A A.Effects of dibenzopdioxins/dibenzofurans on acetylcholinesterase activity and histopathology of the body wall of earthworm eisenia andrei：A potential biomarker for ecotoxicity monitoring[J].Water air & soil pollution，2017，228（7）：266.

[61] JOFR M B，ANTN R I，CAVIEDESVIDAL E.Lead and cadmium accumulation in anuran amphibians of a permanent water body in arid Midwestern Argentina[J].Environmental science & pollution research，2012，19（7）：2889-2897.

[62] TOMASZEWSKI J E，SMITHENRY D W，CHO Y M，et al.Effects of leadcontaminated sediment on Rana sphenocephala tadpoles[J].Archives of environmental contamination & toxicology，2006，51（3）：458-466.

[63] EZEMONYE L，ENUNEKU A A.Hepatic bioaccumulation of cadmium in the crowned bullfrog，Hoplobatrachus occipitalis and flat backed toad，Bufo maculates[J].Int Jaqu sci，2012.

[64] CHEN T H，GROSS J A，KARASOV W H.Adverse effects of chronic copper exposure in larval northern leopard frogs（Rana pipiens）[J].Environmental toxicology & chemistry，2007，26（7）：1470-1475.

[65] SPARLING D W，KREST S，ORTIZSANTALIESTRA M.Effects of leadcontaminated sediment on Rana sphenocephala tadpoles.[J].Archives of environmental contamination & toxicology，2006，51（3）：458-466.

[66] VANDENBERG L N，COLBORN T，HAYES T B，et al.Regulatory decisions on endocrine disrupting chemicals should be based on the principles of endocrinology[J].Reproductive toxicology，2013，38（4）：1-15.

[67] 黃偉.汞、鉛、鋅對褐牙鲆（Paralichthys olivaceus）早期發育過程毒理作用的研究[D].青島：中國科學院研究生院（海洋研究所），2010.

[68] 匡少平，徐倩.鉛對泥鰍的致毒效應[J].環境科學與技術，2003，26（6）：11-12.

[69] 汪斌，莊嚴，譚建新，等.低濃度富里酸對底泥中重金屬鉛的生物有效性影響[J].農業環境科學學報，2006，25（5）：1182-1187.

[70] 劉艷平，李煉，李忠魁，等.底泥重金屬鉛對鯉魚紅細胞遺傳物質的損傷[J].實用預防醫學，2003，10（3）：333-335.

[71] 陳亮，郭紅巖，沈紅，等.低濃度鉛暴露對鯽魚肝臟抗氧化系統的影響[J].環境化學，2002，21（5）：485-489.

[72] 李培軍，熊先哲，楊桂芬，等.動物生物標志物在土壤污染生態學研究中的應用[J].應用生態學報，2003，14（12）：2347-2350.

[73] 陳志偉，李興華.銅鎘單一及復合污染對蚯蚓血細胞微核的誘導[J].農業環境科學學報，2006，25（5）：1193-1197.

[74] 陳晨.農藥殘留混合污染聯合毒性效應研究[D].北京：中國農業科學院，2014.

[75] 謝嘉.典型重金屬（Cd2+、Pb2+）和有機污染物（BaP、BDE-47）對長牡蠣的復合毒性效應研究[D].煙臺：中國科學院煙臺海岸帶研究所，2017.

[76] 王晶.沙蠶暴露于鎘、銅和石油烴單一與復合污染的生態毒理學研究[D].哈爾濱：東北農業大學，2007.

[77] YANG G L，CHEN C，WANG Y H，et al.Mixture toxicity of four commonly used pesticides at different effect levels to the epigeic earthworm，Eisenia fetida[J].Ecotoxicol Environ Saf，2017，142：29-39.

[78] XU Y G，LI J，QIN J H，et al.Joint toxicity of glyphosate and As（Ⅲ）to daphnia magna in aquatic environment[J].Journal of aroenvironment science，2015，34（11）：2076-2082.

[79] HUANG B Y，LI D L，YANG Y.Joint toxicity of two phthalates with waterborne copper to Daphnia magna and Photobacterium phosphoreum[J].Bulletin of environmental contamination & toxicology，2016，97（3）：380-386.

[80] PREZ E，HOANG T C.Chronic toxicity of binarymetal mixtures of cadmium and zinc to Daphnia magna[J].Environmental toxicology & chemistry，2017，36（10）：2739-2749.

[81] 張融，范文宏，唐戈，等.水體中重金屬鎘和鋅對大型蚤聯合毒性效應的初步研究[J].生態毒理學報，2008，3（3）：286-290.

[82] ZHANG R，FAN W H，TANG G，et al.A preliminary study on joint toxicity of Cd and Zn on fresh water Zooplankton Daphnia magna[J].Journal of Inner Mongolia University，2008，39（6）：704-709.

[83] HE H Z，CHEN G K，YU J，et al.Individual and joint toxicity of three chloroacetanilide herbicides to freshwater cladoceran Daphnia carinata[J].Bulletin of environmental contamination & toxicology，2013，90（3）：344-350.

[84] 梁霞，張秀云，何池全，等.搖蚊幼蟲對城市污染河流中金屬鉛的生物富集與響應作用[J].上海大學學報（自然科學版），2013，19（4）：345-353.

[85] 姜東生.典型污染物對淡水生物的急性毒性及我國林丹水質基準研究[D].南京：南京大學，2014.

[86] CHEN X，LI H Z，YOU J.Joint toxicity of sedimentassociated permethrin and cadmium to Chironomus dilutus：The role of bioavailability and enzymatic activities[J].Environmental pollution，2015，207：138-144.

[87] LEBLANC H M K，CULP J M，BAIRD D J，et al.Single versus combined lethal effects of three agricultural insecticides on larvae of the freshwater insect chironomus dilutus[J].Archives of environmental contamination & toxicology，2012，63（3）：378-390.