梁 祿，白 雪,2，華祖林

(1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210098； 2.哈佛大學(xué)應(yīng)用科學(xué)與工程學(xué)院，馬薩諸塞州 劍橋 02138)

煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物的毒理研究進(jìn)展

梁 祿1，白 雪1,2，華祖林1

(1.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210098； 2.哈佛大學(xué)應(yīng)用科學(xué)與工程學(xué)院，馬薩諸塞州 劍橋 02138)

對(duì)煙堿類農(nóng)藥在水體中殘留情況及對(duì)水生生物產(chǎn)生的直接和間接影響的研究進(jìn)行了綜述。重點(diǎn)對(duì)水生脊椎類動(dòng)物(魚類、兩棲類)及非脊椎類動(dòng)物(蜉蝣、大型蚤)的急性和慢性毒性，及通過生物群落、食物鏈因素對(duì)魚類種群層面的間接影響研究進(jìn)行了總結(jié)，認(rèn)為煙堿類農(nóng)藥對(duì)于水生脊椎類生物的急性毒性遠(yuǎn)小于非脊椎類生物，同時(shí)在低濃度下其對(duì)水生生物具有長期的慢性毒性和影響。通過對(duì)已有研究數(shù)據(jù)的分析，討論了煙堿類農(nóng)藥在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)過程中的間接影響效應(yīng)，指出通過食物鏈富集及傳遞作用，煙堿類農(nóng)藥對(duì)于非靶標(biāo)生物的群落和種群數(shù)量具有重要的影響。

煙堿類農(nóng)藥；急性毒性；慢性毒性；間接影響；風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)；生態(tài)效應(yīng)

煙堿類農(nóng)藥的研發(fā)起始于20世紀(jì)80年代，第1代煙堿類農(nóng)藥(吡蟲啉)于20世紀(jì)90年代首次用于商業(yè)領(lǐng)域的害蟲防治[1-2]。噻蟲胺作為第2代煙堿類典型殺蟲劑，具有內(nèi)吸性觸殺和胃毒作用，可有效殺滅對(duì)有機(jī)磷類、氨基甲酸酯類殺蟲劑具有高抗性的害蟲[3]。由于該類農(nóng)藥高效的防治效果和低抗藥性，截止2008年，其占據(jù)了世界農(nóng)藥市場24%的份額，占據(jù)了種子處理領(lǐng)域80%的份額[4]，在業(yè)界被認(rèn)為能成為有效替代有機(jī)磷農(nóng)藥和氨基乙酸酯類農(nóng)藥的重要產(chǎn)品[5-6]。煙堿類農(nóng)藥的水溶性使它們很容易被植物的根和葉子吸收，這也意味著其組分很容易進(jìn)入地表水和地下水系統(tǒng)。近年來，關(guān)于該類組分對(duì)水生生物的毒性威脅的研究顯示，日本錦鯉、尼羅羅非魚于吡蟲啉、噻蟲胺的24 h急性致死濃度分別為105 mg/L和大于117 mg/L[7-8]，這表明在水體中的魚類等水生生物很可能受到該類物質(zhì)潛在毒性的威脅，因此，煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物的毒理研究尤其重要[9]。

1 煙堿類農(nóng)藥在水環(huán)境中的污染現(xiàn)狀

盡管大多數(shù)煙堿類農(nóng)藥不直接作用于水體，但是該類物質(zhì)可以通過噴灑施用過程中的傳播、地表徑流或土壤滲透的方式進(jìn)入水體[10]。另外，某些新型煙堿類產(chǎn)品(如噻蟲胺、呋蟲胺)有時(shí)為了防止蛀蟲危害而直接注射或者噴灑在樹體上，許多研究認(rèn)為其組分及代謝產(chǎn)物通過樹葉或者其他能在水中分解的植物組織也可以進(jìn)入水體[11]。由于煙堿類農(nóng)藥的廣泛使用和易于進(jìn)入水體環(huán)境的特性，使世界范圍內(nèi)多國水體中均檢測出該類物質(zhì)[12]。

1.1 全球水環(huán)境中污染現(xiàn)狀

煙堿類農(nóng)藥在池塘、溪流、地下水、大型河網(wǎng)等各種水環(huán)境中均被檢出[13-14]。美國數(shù)個(gè)環(huán)境監(jiān)測組織聯(lián)合檢測薩克拉門托和奧克蘭州地表徑流中吡蟲啉的含量(2010年薩克拉門托和奧克蘭州共應(yīng)用吡蟲啉農(nóng)藥500 kg)，結(jié)果表明，2010年、2011年2個(gè)地區(qū)樣品中有50%被檢測出吡蟲啉，使之成為研究中第2常見的農(nóng)藥[15]。在未過濾的樣本中檢測出的吡蟲啉質(zhì)量濃度大約在0.04～0.05 μg/L范圍，在某些樣本中甚至達(dá)到0.7 μg/L。這個(gè)數(shù)值遠(yuǎn)高于一些國家對(duì)于該類物質(zhì)的質(zhì)量濃度閾值。

在亞洲區(qū)域，煙堿類殺蟲劑常用于水稻種植領(lǐng)域。2009年，日本用于水稻農(nóng)耕的噻蟲嗪和吡蟲啉分別約為4 000 t和3 000 t[16]；2009—2010年，大阪的河流及附近支流中采取的水樣，有91%的樣品檢測出噻蟲嗪，平均質(zhì)量濃度為3.2 × 10-3μg/L，同批次樣品中有80%和87%的樣品中分別檢出吡蟲啉及噻蟲胺，平均質(zhì)量濃度分別為5.5× 10-3μg/L和2.6 × 10-3μg/L[16]。

綜上，世界范圍內(nèi)煙堿類農(nóng)藥的水體含量值得關(guān)注[17]，評(píng)估該類農(nóng)藥對(duì)于水環(huán)境的影響及發(fā)展前景勢在必行。研究數(shù)據(jù)顯示[14,17]目前階段亞洲地區(qū)的污染程度低于歐美地區(qū)，原因是煙堿類農(nóng)藥在歐美地區(qū)應(yīng)用的時(shí)間長，施用劑量高，且歐美地區(qū)的農(nóng)藥轉(zhuǎn)型快于亞洲地區(qū)。

1.2 國內(nèi)水環(huán)境中的污染現(xiàn)狀

我國作為世界上的人口大國，農(nóng)業(yè)強(qiáng)國，一直在世界農(nóng)藥市場上占據(jù)重要地位。以目前世界上用量最大的典型煙堿類殺蟲劑吡蟲啉為例,每年世界原藥總產(chǎn)量在(1.8～2.0)萬t之間,而我國的產(chǎn)量在(1.2～1.4)萬t之間；吡蟲啉出口在0.8萬t左右,其中0.4萬t用于國內(nèi)制劑產(chǎn)品[18]。

根據(jù)2008年國家環(huán)境保護(hù)局聯(lián)合國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫局出臺(tái)的GB 21523—2008《雜環(huán)類農(nóng)藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》[19]，吡蟲啉排放的質(zhì)量濃度要低于3 mg/L，根據(jù)其中提供的檢測方法，最低檢測質(zhì)量濃度為0.1 mg/L，這表明我國對(duì)于吡蟲啉藥劑的危險(xiǎn)質(zhì)量濃度閾值接近于0.1 mg/L。亞洲范圍內(nèi)，韓國地區(qū)鑒于煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物的毒性及人體健康影響，將之定性為中等危害農(nóng)藥，在整體農(nóng)藥及醫(yī)藥產(chǎn)品評(píng)價(jià)中屬于中下評(píng)級(jí)，檢測線為10 μg/L[20]，與之相比，我國現(xiàn)行的排放標(biāo)準(zhǔn)還存在較大的提升空間。筆者在文獻(xiàn)的查閱過程中發(fā)現(xiàn)聚焦于實(shí)際水體含量的研究偏少，這可能與現(xiàn)行的排放標(biāo)準(zhǔn)寬松有很大聯(lián)系。

2 煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物的直接毒性

煙堿類農(nóng)藥有多種進(jìn)入水體的方式，一旦水體受到煙堿類農(nóng)藥的污染，目前還沒有十分有效可靠的方法去除[21-22]。因此，需要充分掌握其對(duì)水生生物產(chǎn)生毒性作用的濃度[23]，制定相關(guān)排放監(jiān)督標(biāo)準(zhǔn)，以降低該類物質(zhì)的毒性影響，保障水生態(tài)環(huán)境的安全。

2.1 煙堿類農(nóng)藥的毒性作用機(jī)理

煙堿類農(nóng)藥的作用機(jī)理是通過干擾中樞神經(jīng)系統(tǒng)的神經(jīng)傳遞。它們?cè)谟|突后神經(jīng)元與乙酰膽堿受體相結(jié)合，形成偽神經(jīng)遞質(zhì)。這種干擾乙酰膽堿神經(jīng)遞質(zhì)的行為會(huì)引起受體持續(xù)的處于激活狀態(tài)，從而導(dǎo)致神經(jīng)毒性癥狀[5,24-25]。煙堿類農(nóng)藥對(duì)于昆蟲比其他哺乳動(dòng)物或者脊椎類動(dòng)物的親和度更高，與昆蟲等無脊椎動(dòng)物乙酰膽堿受體的結(jié)合能力也更強(qiáng)，因此其對(duì)昆蟲的毒性遠(yuǎn)高于哺乳動(dòng)物和脊椎類動(dòng)物[25-26]。盡管其對(duì)脊椎類生物比非脊椎生物的毒性要低很多，但是有豐富的證據(jù)表明其對(duì)脊椎生物仍有毒性，雖然其產(chǎn)生影響的濃度顯著高于非脊椎類生物[27-28]。

2.2 煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生非脊椎生物的直接毒性

2.2.1 對(duì)水生非脊椎生物的急性毒性

近年來，人們?cè)跓焿A類農(nóng)藥對(duì)非脊椎類生物的毒性方面開展了大量研究工作。本文著重分析關(guān)于半數(shù)致死濃度(LC50)和半數(shù)最大效應(yīng)濃度(EC50)的研究，摒棄帶有主觀色彩的低可見影響濃度(LOEC)和無可見影響濃度(NOEC)的研究。

煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生無脊椎生物具備產(chǎn)生致死及亞致死毒性的能力[25,27]。一般來說，節(jié)肢類生物的致死質(zhì)量濃度為1 μg/L，昆蟲類生物敏感性會(huì)更高[29]。大多數(shù)敏感的水生生物的致死質(zhì)量濃度會(huì)小于1 μg/L。大型蚤是工業(yè)基準(zhǔn)非脊椎類生物，對(duì)煙堿類農(nóng)藥的毒性試驗(yàn)評(píng)估研究有許多圍繞它開展[30]，其對(duì)多種煙堿類農(nóng)藥的平均LC50為8 865 μg/L，這一濃度比其他水生非脊椎類生物高出2～3個(gè)數(shù)量級(jí)。Rossnik等[31]對(duì)大量水生甲殼類生物及昆蟲進(jìn)行急性毒理試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)蜉蝣[32]具有良好的敏感性，其LC50為0.1～0.3 μg/L。目前，LC50的研究是環(huán)境危險(xiǎn)評(píng)估的重要標(biāo)準(zhǔn)，它可以表征物種之間對(duì)特定物質(zhì)的敏感性差異[33-34]。以上分析表明水生生物中蜉蝣對(duì)于煙堿類藥物的敏感性大于甲殼類生物及大型蚤，其原因在于大型蚤類的神經(jīng)傳輸介質(zhì)與昆蟲類相似度高，生物攝入藥物富集集中在神經(jīng)系統(tǒng)部位。

2.2.2 對(duì)水生非脊椎生物的慢性毒性

水體中，非脊椎類生物對(duì)于煙堿類農(nóng)藥的亞致死濃度的閾值通常低于急性致死濃度一到數(shù)個(gè)數(shù)量級(jí)[35]。Beketov等[36]研究發(fā)現(xiàn)，水生無脊椎類生物的生物臨界濃度至少低于其LC50濃度一個(gè)數(shù)量級(jí)。

Alexander等[29]研究發(fā)現(xiàn)蜉蝣長期暴露在0.1 μg/L的吡蟲啉溶液中會(huì)產(chǎn)生進(jìn)食抑制作用，在0.01 μg/L的溶液中就會(huì)影響成蟲的生長能力和體型大??；煙堿類農(nóng)藥在水中質(zhì)量濃度達(dá)到0.035 μg/L時(shí)會(huì)對(duì)水體中敏感的無脊椎生物(蜉蝣等)產(chǎn)生慢性毒性，質(zhì)量濃度達(dá)到0.2 μg/L時(shí)會(huì)產(chǎn)生急性毒性。

慢性毒性的諸多常規(guī)毒理指標(biāo)(生長速率、繁殖能力、水生生物的游泳能力、進(jìn)食抑制、染色體損傷[37]等)均在煙堿類農(nóng)藥的慢性毒理試驗(yàn)中被研究過[33,38]。結(jié)合實(shí)際水體中的檢測含量、食物鏈富集等因素，煙堿類農(nóng)藥在實(shí)際水體中易于達(dá)到產(chǎn)生慢性毒性的濃度閾值，其在富集過程中會(huì)緩慢地刺激非脊椎類生物的神經(jīng)系統(tǒng)，干擾正常的生理代謝，影響正常生理活動(dòng)能力，嚴(yán)重時(shí)甚至?xí)滤馈?/p>

2.3 煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生脊椎類生物的直接毒性

2.3.1 對(duì)水生脊椎生物的急性毒性

盡管煙堿類農(nóng)藥的靶標(biāo)生物是針對(duì)昆蟲、蚜蟲等非脊椎類生物，但是大量試驗(yàn)研究表明，其對(duì)于脊椎類非靶標(biāo)生物仍具有不可忽視的重要影響[38]。

對(duì)于水生生物的急性毒性評(píng)估，通常會(huì)采用LC50來表示。隨著對(duì)煙堿農(nóng)藥越來越多的關(guān)注，各國科學(xué)家開展了大量關(guān)于水生脊椎動(dòng)物的研究，如日本錦鯉、藍(lán)腮太陽魚對(duì)吡蟲啉、噻蟲胺的24 h急性致死濃度分別為150 mg/L和大于117 mg/L[8,39]；根據(jù)美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)的毒性分類，多數(shù)煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生脊椎類生物(魚類、兩棲類)屬于輕微毒性，僅有少量如虹鱒魚魚苗[40](LC50為1.2 mg/L)屬于中等毒性。表1為一些水生脊椎類生物在煙堿類農(nóng)藥環(huán)境下的LC50數(shù)據(jù)。

不同類型的煙堿類農(nóng)藥對(duì)不同種群的水生生物的毒性程度亦不相同，魚類對(duì)煙堿類農(nóng)藥的敏感性通常不如昆蟲類生物，其平均LC50大約在60.8 mg/L；部分魚類在魚苗期的急性毒性會(huì)比成魚階段有明顯上升，其他的水生脊椎生物亦具有相似的敏感性[41]。

2.3.2 對(duì)水生脊椎生物的慢性毒性

雖然煙堿類農(nóng)藥很難引起成熟個(gè)體的直接死亡，但是其中毒癥狀會(huì)降低脊椎動(dòng)物個(gè)體的生長發(fā)育和生殖情況[42]。其對(duì)生物的生殖影響在多個(gè)方面體現(xiàn)，比如降低精子數(shù)量，不利于受精過程，降低懷孕幾率，更容易出現(xiàn)死胎和幼體體重過輕等問題。Stehr等[43]的研究發(fā)現(xiàn)噻蟲胺對(duì)斑馬魚產(chǎn)生生殖、生長的影響濃度為20 mg/L。

煙堿類農(nóng)藥除了產(chǎn)生生殖及生長毒性，其在魚類毒性研究中還發(fā)現(xiàn)基因轉(zhuǎn)錄的變化、紅細(xì)胞破壞、性腺組織的瓦解、游泳能力受損、脊椎變形等一系列問題[44]。典型的案例是青鳉魚暴露在高于檢測水體1.5倍濃度的試驗(yàn)池中，該魚類出現(xiàn)了生理壓力癥狀(特征為厭氧代謝增加從而導(dǎo)致的高血糖)，隨后其變得容易受生物體外的寄生蟲感染[41,45]。這些非典型的毒性影響同樣會(huì)對(duì)水生生物個(gè)體及種群層面產(chǎn)生不可忽視的重要負(fù)面效果。煙堿類農(nóng)藥對(duì)于多數(shù)水生脊椎類生物產(chǎn)生慢性毒性影響的機(jī)制：通過刺激生物體內(nèi)產(chǎn)生過量的ROS(活性氧簇)[33]，破壞正?？寡趸到y(tǒng)的應(yīng)激響應(yīng)，從而影響其正常生理活動(dòng)能力，嚴(yán)重時(shí)甚至?xí)滤馈?/p>

3 煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物的間接毒性

因?yàn)槿狈τ行У拇髷?shù)據(jù)支持，在生物風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估領(lǐng)域，間接毒性影響很少被納入評(píng)估范疇。但是近年來，關(guān)于農(nóng)藥對(duì)脊椎類生物的影響焦點(diǎn)正逐步轉(zhuǎn)向潛在的間接毒性影響研究[46-47]。

3.1 間接毒性的作用途徑

農(nóng)藥對(duì)脊椎類動(dòng)物的間接毒性作用通常通過以下3種方式產(chǎn)生作用：(a)施用農(nóng)藥后，降低了作物種子產(chǎn)量，從而對(duì)以其為主要食物的捕食者種群產(chǎn)生影響[48]；(b)施用農(nóng)藥之后降低適宜昆蟲寄生的植株數(shù)量，從而對(duì)寄生類昆蟲及其捕食者產(chǎn)生二級(jí)影響[49]；(c)通過施用殺蟲劑或者具有殺蟲效果的除菌劑，降低節(jié)肢類動(dòng)物的數(shù)量，從而對(duì)其捕食者產(chǎn)生影響[50]。對(duì)于水生生物而言，間接影響的方式主要是通過第3種產(chǎn)生。

Mason等[51]的研究表明，雖然缺乏大量的證據(jù)支撐，但是煙堿類農(nóng)藥可能與歐洲地區(qū)的鳥類、全世界范圍內(nèi)的魚類、兩棲動(dòng)物、蝙蝠、鳥類的減少具有密切聯(lián)系。Mason等[51]表示，煙堿類農(nóng)藥通過抑制脊椎動(dòng)物的免疫系統(tǒng)讓它們更容易感染疾病和受到其他因素影響。

Hayasaka等[52]做了一項(xiàng)研究，他在試驗(yàn)稻田中施用了實(shí)際商業(yè)使用濃度的吡蟲啉，然后探究其周邊水系中青鳉魚的數(shù)量變化情況，發(fā)現(xiàn)青鳉魚的數(shù)量在使用后半年內(nèi)發(fā)生了顯著降低，認(rèn)為這很大可能是煙堿類農(nóng)藥的間接作用，其原理在于吡蟲啉在水體中的實(shí)際質(zhì)量濃度很低(大約是0.001～0.05 mg/L)，很難對(duì)魚體直接產(chǎn)生生物作用，但是對(duì)于浮游生物等青鳉魚的食物很可能產(chǎn)生影響，從而降低它們的數(shù)量。

3.2 間接毒性的生態(tài)效應(yīng)評(píng)價(jià)

間接毒性影響本身難以評(píng)估，而且通常會(huì)受到相關(guān)研究的局限。但是其在農(nóng)藥與生物體之間具有重要的橋梁作用，為此需要建立評(píng)判兩者關(guān)系的標(biāo)準(zhǔn)。Boatman等[47]提出了3個(gè)重要的標(biāo)準(zhǔn)((a)與脊椎類生物食物數(shù)量及質(zhì)量有關(guān)；(b)與脊椎類生物繁殖，生存條件有關(guān)；(c)伴隨著脊椎動(dòng)物種群數(shù)量減少而產(chǎn)生變化)用于判斷農(nóng)藥與其對(duì)脊椎類動(dòng)物間接影響的重要關(guān)系，該類關(guān)系證明農(nóng)藥產(chǎn)生了負(fù)面效果。

盡管使用實(shí)驗(yàn)室的毒理學(xué)模型進(jìn)行脊椎動(dòng)物的間接毒性影響研究是有可能的，但是這樣的模型需要大量的數(shù)據(jù)，然而該類研究的匱乏導(dǎo)致所需數(shù)據(jù)量有所欠缺[53]。眾所周知，煙堿類殺蟲劑對(duì)脊椎類生物的數(shù)量具有重要影響[54]，但是由于缺乏數(shù)據(jù)支撐，很難將煙堿類農(nóng)藥與脊椎類生物的數(shù)量變化直接聯(lián)系起來，作為間接毒性影響歸納到生態(tài)毒理學(xué)的范疇中。因此，急需建立關(guān)于使用殺蟲劑導(dǎo)致昆蟲數(shù)量的減少與脊椎類生物數(shù)量降低之間的重要聯(lián)系，以佐證在廣泛使用煙堿類農(nóng)藥的生態(tài)毒性現(xiàn)象。

4 結(jié)論和展望

通過對(duì)現(xiàn)有研究的整理分析，發(fā)現(xiàn)煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生生物領(lǐng)域中的非脊椎類生物具有較高的毒性，在較低的濃度范圍(微克級(jí))即可產(chǎn)生影響，作用機(jī)制在于其生物富集主要集中于神經(jīng)部位，從而易于刺激非脊椎類生物的神經(jīng)系統(tǒng)，干擾生物的正常代謝，嚴(yán)重時(shí)可以產(chǎn)生急性致死效應(yīng)。煙堿類農(nóng)藥對(duì)于水生脊椎生物的毒性遠(yuǎn)小于非脊椎類生物，其作用途徑主要是刺激生物體釋放過量活性氧簇，破壞抗氧化系統(tǒng)的正常運(yùn)轉(zhuǎn)，進(jìn)而產(chǎn)生諸如DNA損傷，基因轉(zhuǎn)錄變化等問題。

現(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn)煙堿類農(nóng)藥對(duì)水生脊椎類及非脊椎類生物在急性毒理上存在重要的差異性(致死濃度相差6～7個(gè)數(shù)量級(jí))，這要求在制定相關(guān)檢測、排放標(biāo)準(zhǔn)時(shí)需要兼顧考慮敏感性生物的安全濃度，制定更加安全合理的濃度閾值。慢性毒性在低濃度下即可產(chǎn)生長期慢性作用，嚴(yán)重時(shí)甚至對(duì)生物群落的生殖繁衍產(chǎn)生重要損傷。該特性要求在進(jìn)一步的研究中深化探究煙堿類農(nóng)藥對(duì)于非靶標(biāo)生物的作用機(jī)理與富集特點(diǎn)，兼顧急性毒性威脅與慢性毒性危害，開展全面豐富的試驗(yàn)，為煙堿類農(nóng)藥全方位的毒理性評(píng)估做出貢獻(xiàn)。

大量現(xiàn)有研究立足于直接影響的同時(shí)，應(yīng)考慮到雖然間接影響的價(jià)值在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中還處于初始階段，但在未來的研究中應(yīng)重視間接影響與種群數(shù)量上的緊密聯(lián)系，努力將間接影響的作用基礎(chǔ)、食物網(wǎng)中的傳遞作用建立成完善的理論體系，深化毒理性及安全風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)研究，制定合理安全的農(nóng)藥使用標(biāo)準(zhǔn)，開拓毒理學(xué)研究新的道路。

[ 1 ] GOULSON D.Review:an overview of the environmental risks posed by neonicotinoid insecticides[J].Journal of Applied Ecology，2013，50 (4):977-987.

[ 2 ] JESCHKE P，NAUEN R.Neonicotinoids:from zero to hero in insecticide chemistry[J].Pest Management Science，2008，64(11):1084-1098.

[ 3 ] 吳文鑄，郭敏，孔德洋,等.噻蟲胺在土壤中的吸附和淋溶特性[J].環(huán)境化學(xué),2012，31 (11):1730-1735.(WU Wenzhu，GUO Min，KONG Deyang，et al.Adsorption and leaching of clothianidin in soil[J].Environmental Chemistry，2013，31(11):1730-1735.(in Chinese))

[ 4 ] ZIMMERMANN J，STOUT J.Underestimating neonicotinoid exposure:how extent and magnitude may be affected by land-use change[J].Environmental Science & Pollution Research，2016,23(7):1-5.

[ 5 ] JESCHKE P，NAUEN R，SCHINDLER M，et al.Overview of the status and global strategy for neonicotinoids[J].Journal of Agricultural & Food Chemistry，2011，59(7):2897-2908.

[ 6 ] CUI L，QI H，YANG D，et al.Cycloxaprid:a novel cis-nitromethylene neonicotinoid insecticide to control imidacloprid-resistant cotton aphid (Aphis gossypii)[J].Pesticide Biochemistry & Physiology，2016,132:96-101.

[ 7 ] 吳若函,丁悅,嚴(yán)海娟,等.新煙堿類殺蟲劑對(duì)幾種環(huán)境生物的安全性評(píng)價(jià)[J].江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2016,44 (1):295-297.(WU Ruohan，DING Yue，YAN Haijuan，et al.Evaluation of the safety of several environmental organisms by the new nicotinic insecticide[J].Jiangsu Agricultural Sciences，2016，44 (1):295-297.(in Chinese))

[ 8 ] CLASEN B，LORO V，CATTANEO R，et al.Effects of the commercial formulation containing fipronil on the non-targetorganism Cyprinus carpio:implications for rice-fish cultivation[J].Ecotoxicology & Environmental Safety，2012,77 (3):45-51.

[ 9 ] BARBEE G C，STOUT M J.Comparative acute toxicity of neonicotinoid and pyrethroid insecticides to non-target crayfish (Procambarusclarkii) associated with rice-crayfish crop rotations[J].Pest Management Science，2009，65 (11):1250-1256.

[11] KREUTZWEISER D，GOOD K，CHARTRAND D，et al.Non-target effects on aquatic decomposer organisms of imidacloprid as a systemic insecticide to control emerald ash borer in riparian trees[J].Ecotoxicology & Environmental Safety，2007，68(3):315-325.

[12] 李曉娟,彭濤,陳冬東,等.質(zhì)譜法在食品樣本農(nóng)藥殘留分析中的應(yīng)用進(jìn)展[J].農(nóng)藥學(xué)學(xué)報(bào)，2011，13(6):555-567.(LI Xiaojuan，PENG Tao，CHEN Dongdong，et al.Application of mass spectrometry in the analysis of pesticide residues in food samples[J].Chinese Journal of Pesticide Science，2011，13(6):555-567.(in Chinese))

[13] DU G，MICHELLE L.Current-use pesticides affect development of early life stages and timing of alevin emergence inSockeyesalmon[J].Environmental Science & Pollution Research International，2014，32:46-53.

[14] MORRISSEY C，MINEAU P，DEVRIES J，et al.Neonicotinoid contamination of global surface waters and associated risk to aquatic invertebrates:a review[J].Environment International，2015，74:291-303.

[15] ENSMINGER M，BUDD R，KELLEY K，et al.Pesticide occurrence and aquatic benchmark exceedances in urban surface waters and sediments in three urban areas of California，USA，2008-2011[J].Environmental Monitoring & Assessment，2013,185 (5):3697-3710.

[16] YAMAMOTO A，TERAO T，HISATOMI H，et al.Evaluation of river pollution of neonicotinoids in Osaka City (Japan) by LC/MS with dopant-assisted photoionisation[J].Journal of Environmental Monitoring，2012，14:2189-2194.

[17] 張敏恒,趙平,嚴(yán)秋旭,等.新煙堿類殺蟲劑市場與環(huán)境影響[J].農(nóng)藥,2012(12):859-862.(ZHANG Minghen，ZHAO Ping，YAN Qiuxu，et al.Market and environmental impact of the new nicotinic insecticide[J].Agrochemicals，2012 (12):859-862.(in Chinese))

[18] van DIJK T C，van STAALDUINEN M A.Macro-invertebrate decline in surface water polluted with imidacloprid[J].Plos One，2012,8(5):623-634.

[19] 環(huán)境保護(hù)局，國家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局.GB 21523—2008 雜環(huán)類農(nóng)藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)[S].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社，2008.

[20] KIM Y，JUNG J，KIM M，et al.Prioritizing veterinary pharmaceuticals for aquatic environment in Korea[J].Environmental Toxicology & Pharmacology，2008，26 (2):167-176.

[21] ISHII M，F(xiàn)EELY R A，RODGERS K B，et al.Air-sea flux in the Pacific Ocean for the period 1990 & 2009[J].Biogeosciences Discussions，2014，11(3):235-240.

[22] 戈文學(xué)，楊寶東，張志勇，等.噻蟲嗪在蘋果上的殘留消解動(dòng)態(tài)及膳食風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J].農(nóng)藥,2015(2):115-118.(GE Wenxue，YANG Baodong，ZHANG Zhiyong，et al.Dynamic and dietary risk assessment of residues in apple[J].Agrochemicals，2015(2):115-118.(in Chinese))

[23] 劉芳,黃瀟瀟,季國榮,等.斑馬魚在農(nóng)藥生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中的應(yīng)用[J].毒理學(xué)雜志，2016(3):243-246.(LIU Fang，HUANG Xiaoxiao，JI Guorong，et al.Application of zebrafish in ecological risk assessment of pesticides[J].Journal of Toxicology，2016(3) :243-246.(in Chinese))

[24] CASIDA J.Unique and common metabolites of Thiamethoxam，Clothianidin，and Dinotefuran in mice[J].Chemical Research in Toxicology,2006，19(11):1549-1556.

[25] RODRIGUES K J，SANTANA M B，NASCIMENTO J.Behavioral and biochemical effects of neonicotinoid thiamethoxam on the cholinergic system in rats[J].Ecotoxicology & Environmental Safety,2010,73(1):101-107.

[26] TOMIZAWA M，CASIDA J.Neonicotinoid insecticide toxicology:mechanisms of selective action[J].Annual Review of Pharmacology & Toxicology，2005,18:45-51.

[27] GIBBONS D，MORRISSEY C，MINEAU P.A review of the direct and indirect effects of neonicotinoids and fipronil on vertebrate wildlife[J].Environmental Science & Pollution Research International，2015，22(1):103-118.

[28] MINEAU P，WHITESIDE M.Pesticide acute toxicity is a better correlate of U.S.grassland bird declines than agricultural intensification[J].Plos One，2013，8 (2):668-676.

[29] ALEXANDER A C，HEARD K S，CULP J M.Emergent body size of mayfly survivors[J].Freshwater Biology，2007，53 (1):171-180.

[31] ROESSINK I，MERGA L B，ZWEERS H J，et al.The neonicotinoid imidacloprid shows high chornic toxicty to mayfly nymphs[J].Environmental Toxicology & Chemistry，2013，32 (5):1096-1100.

[32] PROSSER R S，de SOLLA S R，HOLMAN E A，et al.Sensitivity of the early-life stages of freshwater mollusks to neonicotinoid and butenolide insecticides[J].Environmental Pollution，2016，218:428-435.

[33] ALEXANDER A，CULP J K，CESSNA A.Effects of insecticide exposure on feeding inhibition in mayflies and oligochaetes[J].Environmental Toxicology & Chemistry，2007，26(8):1726-1732.

[35] BROCK T，BHATTA R，WIJNGAARDEN R，et al.Is the chronic Tier-1 effect assessment approach for insecticides protective foraquatic ecosystems?[J].Integrated Environmental Assessment and Management，2016，72(4) :747-758.

[36] BEKETOV M A，LIESS M.Potential of 11 pesticides to initiate downstream drift of stream macroinvertebrates[J].Archives of Environmental Contamination & Toxicology，2008，55 (2):247-253.

[37] 孫琦,范詠梅,賴柯華,等.呋蟲胺對(duì)斑馬魚胚胎-幼魚生長發(fā)育及細(xì)胞凋亡的影響[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào),2016，11 (3):356-364.(SUN Qi，F(xiàn)AN Yongmei，LAI Kehua，et al.Dinotefuran effects on zebrafish embryo development and growth of juvenile ～ cell apoptosis.Asian Journal of Ecotoxicology，2016，11(3):356-364.(in Chinese))

[38] ABOU-DONIA M，GOLDSTEIN L，TU T，et al.Imidacloprid induces neurobehavioral deficits and increases expression of glial fibrillary acidic protein in the motor cortex and hippocampus in offspring rats following in utero exposure[J].Journal of Toxicology & Environmental Health Part A，2008，71(2):119-130.

[39] OCAMPO P P，SAGUN V G.Gonadal changes in male tilapia (Oreochromis niloticus Linn.) after exposure to imidocloprid insecticide[J].Philippine Entomologist，2007，158(2):133-140

[40] OHI M，DALSENTER P R，ANDRADE A J，et al.Reproductive adverse effects of fipronil in Wistar rats[J].Toxicology Letters，2004，146(2):121-127.

[42] CJAM PD.Environmental risk limits for imidacloprid[J].Doodeman，2012，234 (1):47-49.

[43] STEHR C M，LINBO T L，INCARDONA J P，et al.The developmental neurotoxicity of fipronil:notochord degeneration and locomotor defects in zebrafish embryos and larvae.Toxicol Sci，2006，92:270-278.

[44] WANG R，ZHENG H，QU C，et al.Lethal and sublethal effects of a novel cis-nitromethylene neonicotinoid insecticide，cycloxaprid，on Bemisia tabaci[J].Crop Protectio，2016，83:15-19.

[45] WACKSMAN M N，MAUL J D，LYDY M J.Impact of atrazine on chlorpyrifos toxicity in four aquatic vertebrates[J].Archives of Environmental Contamination & Toxicology，2006，51(4):681-689.

[46] KAUR B，SANDHU H，KAUR R.Toxic effects of subacute oral exposure of imidacloprid on biochemical parameters in crossbred cow calves[J].Yoxicology International，2006，72:160-170.

[47] BOATMAN N D，BRICKLE N W，HART J D，et al.Evidence for the indirect effects of pesticides on farmland birds[J].Ibis，2004，146:131-143.

[48] DAVID A，BOTAS C，ABDUL-SADA A，et al.Widespread contamination of wildflower and bee-collected pollen with complex mixtures of neonicotinoids and fungicides commonly applied to crops[J].Environment International，2016，88:169-178.

[50] POULIN B，LEFEBVRE G，PAZ L.Red flag for green spray:adverse trophic effects of Bti on breeding birds[J].Journal of Applied Ecology，2010，47(4):884-889.

[51] MASON R，TENNEKES H，JTIFEN P U，et al.Immune suppression by neonicotinoid insecticides at the root of global wildlife declines[J].Journal of Environmental Immunology and Toxicology，2013，1 (1):3-12.

[52] HAYASAKA D，KORENAGA T，SUZUKI K，et al.Cumulative ecological impacts of two successive annual treatments of imidacloprid and fipronil on aquatic communities of paddy mesocosms[J].Ecotoxicology & Environmental Safety，2012，80 (2):355-362.

[53] ANDERSON J C，DUBETZ C，PALACE V.Neonicotinoids in the Canadian aquatic environment:a literature review on current use products with a focus on fate，exposure，and biological effects[J].Science of the Total Environmen，2015，505:409-422.

[54] WHITEHORN P R，O′CONNOR S，WACKERS F L，et al.Neonicotinoid pesticide reduces bumble bee colony growth and queen production[J].Science，2012，336 (6079):351-362.

Advances in research on toxicity of neonicotinoids to aquatic organisms

LIANG Lu1, BAI Xue1,2, HUA Zulin1

(1.CollegeofEnvironment,HohaiUniversity,Nanjing210098,China;2.SchoolofEngineeringandAppliedSciences,HarvardUniversity,Cambridge02138,USA)

The research on the contents of neonicotinoid residues in water and their direct and indirect effects on aquatic organisms are reviewed. The acute and chronic toxicity of neonicotinoids to aquatic vertebrates (fish and amphibians) and invertebrates (mayfly and Daphnia magna) is described, as well as the indirect effects on fish through the variations of biotic communities and food chains. It is concluded that the acute toxicity of neonicotinoids to aquatic vertebrates is significantly lower than the toxicity to invertebrates. Chronic toxicity and long-term effects on aquatic organisms exist at low concentrations of neonicotinoids. The indirect effects of neonicotinoids in risk assessment are discussed. It is pointed out that neonicotinoids significantly affect the community and population of non-target organisms through the accumulation and transfer functions of food chains.

neonicotinoids; acute toxicity; chronic toxicity; indirect effect; risk assessment; ecological effect

10.3876/j.issn.1000-1980.2017.02.005

2016-08-21

國家自然科學(xué)基金(51308183)；教育部博士點(diǎn)基金(20130094120009)；江蘇省自然科學(xué)基金(BK20130828)

梁祿(1990—)，男，江蘇南京人，碩士研究生，主要從事新興污染物環(huán)境效應(yīng)研究。E-mail：ll.0512@hotmail.com

白雪，教授。E-mail：baixue@hhu.edu.cn

X503.22

A

1000-1980(2017)02-0122-07