• 摘要
• 简介
• 农药的毒理学相互作用
• 农药混合物的毒性
• FIFRA下的注册程序
• 处理农药混合物的监管和研究行动
• 结论
• 管制农药混合物的主要挑战是什么?
• 对本文的回应
• 致谢
• 文献引用

本文介绍了农药混合物毒性的研究领域以及农药混合物监管面临的挑战。尽管农药是一种独特的化学压力源，具有影响许多非目标物种的生物活性，但它们被有意地大量放置在环境中。目前，评估混合物毒性的方法和术语尚不完善。最常用的方法是假设添加剂浓度，将浓度调整为参考毒物的效力。使用这种方法，可以预测具有相似化学结构和毒性作用模式的农药的联合作用。然而，这种方法和其他建模技术往往无法深入了解不同类别农药混合物所产生的观察到的毒性。特别难以建模的是涉及改变初级毒物毒物动力学的次级毒物的混合物。这可能导致生物体内主要毒物的活性增加或持久性改变，并可能导致毒性数倍的增加或减少。目前，农药混配所造成的生态效应在监管过程中很少被考虑。然而，在农药登记过程中，正在考虑混合物对人类健康的影响，这为生态保护开创了先例。 Additionally, pesticide mixtures may be regulated through toxicity testing of surface water under the清洁水法。我们对混合物如何相互作用的基本知识的限制正在损害这两种调节混合物的途径。我们在充分保护环境免受混合物毒性方面面临许多挑战;这些挑战包括了解生物体内毒物的相互作用，确定最常发生并导致不良影响的混合物，以及开发能够最大限度地减少环境影响的监管结构。

关键词:EPA，添加剂毒性，浓度添加，独立作用，混合物，农药，法规，风险杯，毒性，毒性评估。

出版日期:2004年8月16日

生态风险评估和监管标准通常适用于单一压力源对生态系统组成部分的影响。然而，环境中的生物经常同时经历许多压力源，包括物理、生物和化学性质的压力源。在处理多种压力源的相互作用时存在许多挑战。例如，我们如何比较外来物种等生物压力源、沉淀物等物理压力源和农药等化学压力源之间的相互作用?本次研讨会旨在解决与野生动物物种的多重压力相关的问题。本次会议的大多数论文讨论了与大规模压力源相关的问题，如酸雨与栖息地破碎化或全球气候变化。beplay竞技本文将从更狭隘的角度来看待环境压力源，重点关注单一组化学压力源，即农药。

本文的目的是介绍毒理学中使用的一些基本术语，包括毒性作用模式和这些类型的混合物评估中通常使用的模型;回顾农药混合研究的文献;探讨了目前有关混合效应的环境法规的现状;并列出我们认为在使用农药混合物时面临的主要挑战。为了简化审查，我们选择将我们的讨论主要限制在水生系统。

农药是一种独特的化学压力源，因为它们被设计成具有生物活性，但却被有意大量地放置在环境中。仅在美国，4.14 x 10⁸1999年使用了约1290种注册有效成分的常规农药，如除草剂、杀虫剂、杀菌剂和杀线虫剂(Donaldson et al. 2002)。此外，有效成分的共同应用是常见的。例如，2002年美国种植的89%的玉米用除草剂处理，24%用杀虫剂处理。在棉花生产中，85-100%的土地使用除草剂，53-100%使用杀虫剂，20%使用杀菌剂。许多水果和蔬菜作物的农药浓度甚至更高，一种农药组的多种活性成分经常用于单一作物。例如，2002年，59%的莴苣作物接受了除草剂处理，89%的莴苣作物使用了杀虫剂，70%的莴苣种植面积施用了杀菌剂。在超过10%的玉米种植面积上使用了四种不同的除草剂，在超过35%的生菜种植面积上使用了五种不同的杀虫剂(美国农业部2003年)。

作物混种时也可能发生潜在的农药混合。即使在主要种植行作作物的地区，轮作系统中两到四种作物也很常见。在以水果和蔬菜为主要农产品的地区，可能会在一个流域种植大量作物，每种作物都有一种独特的农药混合物，可能会污染地表水和地下水。除农业贡献外，农药还可能来自城市来源，如草坪和花园护理、家庭害虫防治和高尔夫球场。

美国地质调查局根据国家水质评估计划对地表水进行的化学分析表明，农药混合物正在污染地表水。在美国大陆的溪流中检测了83种农药，其中77种在至少一个样本中被检测到(Gilliom等，1999年)。95%的地表水样本含有至少一种农药，并且经常检测到几种高使用量的除草剂。例如，78%的地表水样品中检测到阿特拉津，68%的地表水样品中检测到异甲草胺。超过50%的溪流样本含有五种或五种以上的农药(美国地质调查局1998年)。因此，在评估农药的生态影响时，我们显然必须将混合物视为最常见的接触场景。

农药的分类方法多种多样。在最一般的意义上，它们是根据目标害虫进行分组的，例如，杀虫剂和除草剂。在更详细的框架中，农药被分为具有相似化学结构和毒性作用模式的化合物类别。“毒性作用模式”一词在本文中被定义为一系列关键过程，从农药与受体位点的相互作用开始，经过有机体中导致亚致死或致死作用的操作和解剖变化(EPA 2000年)一个)．农药类的一个例子是有机磷杀虫剂(OPs)，如马拉硫磷、毒死蜱和二嗪农。OPs含有磷，是磷和类似酸的衍生物(Matsumura 1975)。这些化合物抑制乙酰胆碱酯酶(AChE)，这是一种水解神经递质乙酰胆碱的关键酶(Carlock et al. 1999)。AChE的抑制导致乙酰胆碱的积累和胆碱能受体的过度刺激，这反过来又过度刺激了机体中的神经活动(Gallo和Lawryk 1991)。许多其他杀虫剂家族也表现出神经活性。氨基甲酸酯，如西维威和涕灭威，是另一类抑制乙酰胆碱酯(AChE)的杀虫剂，而乙酰胆碱酯是OPs所针对的同一种酶(Baron 1991)。拟除虫菊酯，如氯菊酯和乙氰菊酯，是另一类广泛使用的杀虫剂，也会造成神经损伤，但作用的靶点不同(Leahey, 1985年)。这些杀虫剂是有效的钠和钾通道阻滞剂，会对通道功能产生微妙的变化，导致重复的神经元放电(Soderlund et al. 2002)。其他种类的杀虫剂，如胃毒药和许多不同的昆虫生长调节剂，具有完全不同的毒性作用模式。 The designed mode of toxic action between pesticide groups, e.g., herbicides and insecticides, is almost always different. Often, the toxicity caused by insecticides to plants or by herbicides to animals is through secondary modes of toxic action that are not clearly understood.

检测农药混合物的一个重要概念是破译化学相互作用的语言。这可能是一项艰巨的任务，因为许多术语在文献中可以互换使用。在本文中，当化学物质组合的效果可以直接从浓度之和(浓度相加)或响应之和(响应相加)来估计时，使用术语“可加性”。有时，由于化学-化学相互作用，在进行研究时测量的毒性与用于计算加和性的模型不匹配;毒性动力学相互作用，如摄取、生物转化、分布和消除;或毒性动力学，例如，受体部位，相互作用。这种变化最好被称为小于加性毒性，如拮抗作用，或大于加性毒性，如协同作用。

了解化学物质的毒性作用模式对于理解混合物如何共同起作用至关重要。例如，如果两种有机磷杀虫剂(OPs)一起使用，预计它们都将抑制AChE，从而在同一受体位点共同起作用，并且它们的作用将是相加的。要计算它们的联合效应，必须首先将所施加的浓度标准化(Bailey等，1996年)。这通常是用浓度加成法来完成的。在这种理想情况下，假定农药在其主要毒性动力学和毒性动力学过程方面表现相似。

评估浓度添加的最常用方法之一是使用毒性单位(TU)，选择这种方法有几个原因。首先，这是一种简单的方法，几乎不需要训练。其次，关于剂量-反应关系的唯一必要信息是引起感兴趣效应的浓度，例如致死浓度50 (LC50)，它被定义为在测试人群中导致50%致死的外部介质浓度。其他模型需要了解整个剂量-反应曲线，这在历史文献中没有报道过。

正如Faust等人(1993)所描述的，用以下公式计算双组分混合物的毒性单位:

在这个方程中，x₁而且x₂混合组分的浓度是多少X₁而且X₂，及LC(X₁)及LC(X₂)为在混合测试中产生相同效果的个别化合物的效应浓度。在以前的研究中，这个公式已经被扩展到包括任何数量的成分(Berenbaum 1985)。使用TU方法，通过测试混合物的多个水平并为每个测试浓度分配TU值，定量地描述了从可加性的转变。TU值与使用标准对数probit程序观察到的效果进行回归。将最初用于计算TU的影响水平输入回归，例如，如果使用LC50，则为50%。与此效应相对应的值是为混合物确定的TU。如果这个值等于1.0，则联合作用是加性的;若值小于1，则联合作用大于加性;如果值大于1，则联合作用小于相加作用。通过这种方法计算的TU值可以乘以有效浓度，以获得混合物组合的“校正”值。 For example, if the TU equals 0.5 and the LC50 value for compound A is 2.0_μg/L时，修正后的LC50估计为1.0_μg / L。与种内和种间毒性测试中发现的可变性相比，这种计算在评估混合物的风险时是有用的。

如果化合物表现出完全不同的毒性作用模式，它们可能根本没有相互作用。例如，如果一种金属或除草剂与一种杀虫剂同时使用，其毒性作用模式可能不同。在这种情况下，联合毒性可能作为独立的作用(反应相加)发生。独立作用不同于浓度相加，因为它不假定相似的毒性动力学或相似的毒性作用模式，也不假定浓度-响应曲线具有相似的形状。在独立作用下，假定混合物中的农药相互独立，因此无论是否存在第二种农药，生物体对第一种农药的反应都是相同的。独立作用表明化合物的毒性是基于简单的概率统计来预测的。如果一种浓度的化合物a通常杀死25%的生物，一种浓度的化合物B杀死25%的生物，那么两种浓度的化合物a和B的组合将导致它们各自的影响加在一起，减去敏感性重叠的那部分人群。下面的方程显示了二元混合物的这种关系;效果按比例输入:

因此，在我们的例子中，组合将导致不到50%的效果(43.8%)。在某些组合中，由于人群的基因组成，对化合物的敏感性可能完全重叠或根本不重叠。尽管Bliss早在1939年就在药理学文献中引入了独立作用，但很少有生态学研究对这一概念进行了调查(Faust et al. 2003)。

使用这两种模型来估计毒性的一个复杂问题是，很少有农药组合具有完全相同的毒性作用模式。另一方面，很少有组合是完全独立的。有人认为，化学物质的联合作用是一种相互作用的光谱，这两个完美的情况是极端的(Broderius和Kahl 1985)。为了阐明这一点，本文讨论了以下与其他农药一起发生OPs的假设案例。如果两种op联合使用，它们具有非常相似的毒性作用模式。然而，尽管OPs和氨基甲酸酯共享相同的受体位点，但它们对受体的亲和性可能非常不同。出于同样的原因，尽管OPs和拟除虫菊酯都是可以增加神经元去极化的神经毒素，但它们有不同的酶靶点。相比之下，OPs和除草剂具有完全不同的毒性作用模式，但它们可能在器官或系统水平或通过基线麻醉作用重叠。

使用浓度加(TU)和独立作用方法来估计毒性的第二个并发症是，这些模型只考虑目标部位的相互作用，例如毒性动力学。在许多情况下，一种共同作用的化学物质会影响另一种化合物的毒性动力学。许多农药配方利用了这一特性。例如，丁氧化胡椒酰(PBO)被用作拟除虫菊酯类杀虫剂的增效剂(Casida 1970年)。虽然PBO本身的杀虫活性很小，但它可以抑制细胞色素p450依赖的混合功能氧化酶(P450s)。抑制P450s可以阻止拟除虫菊酯类杀虫剂的生物转化和消除，从而增强和/或延长目标宿主的毒性反应，并使毒性>增加300倍(Ando et al. 1983)。在这种情况下，PBO的作用被称为“增强作用”，当混合物的一个成分虽然本身没有毒性，但却增加了混合物中一种或多种其他化合物的毒性时，就会发生这种作用。相反，PBO降低了许多OP杀虫剂的毒性，这些杀虫剂需要氧化转化才具有毒性。对于需要生物活化的OPs, PBO实际上降低了毒性(Bailey et al. 1997)。从药理学上讲，PBO的作用可能不完全通过P450，但可能改变其他酶的作用，甚至活性化合物渗透到生物体中。

我们试图简要概述讨论农药毒理学和化学混合物的相互作用所必需的基本术语和概念。如前所述，有两种主要方法用于解释化学相互作用:浓度相加(如TU)和独立作用(如响应相加)。这些模型在使用和应用方面都有优点和缺点(George et al. 2003)。然而，这些模型应用的一个潜在问题是普遍缺乏对化学相互作用的毒性作用模式的理解。因此，我们预测和理解化学混合物中观察到的毒性的能力，特别是跨化合物类的毒性，大大削弱了。随着我们对这些复杂相互作用的理解加深，我们选择和应用适当方法进行研究设计和数据解释的能力也会增强。

涉及农药混合物的毒性研究产生了全方位的反应，其中相互作用的复杂性取决于农药的化学性质和毒性作用模式的差异。检验同类农药影响的研究通常是最容易解释的，因为观察到的影响通常是自然界的附加效应。例如，Bailey等人(2000)观察到，有机磷杀虫剂毒死蜱和二嗪农对枝虫的毒性是严格相加的Ceriodaphnia dubia在自然水域、风暴水域和实验室水域进行的毒性研究(Bailey et al. 1996,1997)。水栖摇蚊亦有加性效应(摇蚊属tentans当它暴露在包括毒死蜱、甲基氮磷、甲硫磷和二嗪农在内的几种OPs的二元混合物中时(Lydy和Austin 2004年)。Faust等人(1993)在绿藻繁殖试验中发现s-三嗪类除草剂阿特拉津和氰嗪二元混合物的浓度可加性小球藻fusca。这些除草剂的毒性作用模式是中断光系统II中的电子传递链。最后，研究了乙酰胆碱酯酶(AChE)抑制剂的可加性c . dubia加入氨基甲酸酯类杀虫剂呋喃和OPs甲基对硫磷和马拉硫磷(Norberg-King等，1991年)。

理解毒性作用模式略有不同的化学类别的毒性更具挑战性。然而，我们仍然对引起所观察到的毒性反应的过程有一些了解。例如，Pape-Lindstrom和Lydy(1997)发现蠓暴露于两种神经毒物(有机氯杀虫剂甲氧氯和OP甲基对硫磷)时会产生加性毒性反应。Faust et al.(1994)发现，具有不同毒性作用模式的除草剂一般在自然界中以藻类的二元组合形式加在一起。其中24种组合是加性的;两种组合表现出比添加剂更大的毒性，即观察到的EC50(产生最大可能反应的50%的摩尔浓度)值比预期值低25-30%;两种组合的毒性低于添加剂，即观察到的EC50值为预期值的138-200%。

许多研究人员也研究了同时使用拟除虫菊酯杀虫剂和接触OP的影响(Tripathi和Agarwal 1998年，Moreby等人2001年，Denton等人2003年)。考虑到p450激活的OPs会抑制酯酶，从而降低生物体对拟除虫菊酯的解毒能力，经常观察到比添加剂毒性更大的毒性。Denton等人(2003)证明暴露于乙烯戊酸酯和二嗪农对黑头鲦鱼的毒性大于添加剂毒性。在接触拟除虫菊酯和氨基甲酸酯时也观察到类似的毒性作用。氯菊酯和氨基甲酸酯残杀威对蚊虫的毒性大于添加剂这种致倦库蚊(Corbel et al. 2003)。这些大于加性的作用归因于这两类杀虫剂毒性作用的互补模式，它们作用于神经冲动传递的不同组成部分。

当我们检查具有完全不同毒性作用模式的不同类别化学品的毒性作用时，我们的预测能力开始崩溃，例如，杀虫剂与除草剂，或杀虫剂与其他应激源。关于这些混合物对生物体影响的研究得出了不同的结果。例如，没有注意到有毒相互作用时c . tentans暴露于三嗪类除草剂阿特拉津和氨基甲酸酯类杀虫剂呋喃的二元混合物(Douglas et al. 1993)。研究了OP二嗪农与氨的联合毒性c . dubia采用48小时急性毒性试验，使用剂量水和含有这两种应激源的废水(Bailey等，2001年)。结果表明，在实验室剂量和出水样品中，二元混合物的响应小于添加剂。在一项单独的研究中使用c . dubiaBanks等人(2003)发现二嗪农和铜二元混合物的反应小于加性反应。在其他研究中，已经注意到大于加性响应。例如，一些研究人员发现三嗪类除草剂可以增强某些OPs的效果(paper - lindstrom和Lydy 1997年，Belden和Lydy 2000年，Anderson和Lydy 2002年，Lydy和Linck 2004年)。这些研究中提到的大于加性反应实际上代表了一种增强效应，因为除草剂对研究生物没有急性毒性。这种增强的程度在很大程度上取决于三嗪类除草剂和OP的浓度和类型。在陆地系统中，阿特拉津增加毒死蜱对蚯蚓的毒性Eisenia fetida增加了7倍(Lydy和Linck 2004)，而在水生系统中，增加了200倍_μg/L的阿特拉津使毒死蜱的毒性增加了4倍(Belden和Lydy 2000年)。

环境研究很少研究农药联合毒性所涉及的毒物动力学和毒理过程。一个例外是努力更好地理解三嗪类除草剂增强OP毒性的机制。paper - lindstrom和Lydy(1997)认为，阿特拉津通过将op转化为毒性更强的o类似物代谢产物，从而增加了op的生物转化。有机磷酰亚胺杀虫剂需要细胞色素P450酶氧化激活其相应的氧类似物，这是比母体化合物更有效的AChE抑制剂。这些作者进一步提出，阿特拉津可能是通过诱导细胞色素P450酶来完成这种代谢激活的。先前的研究证明，接触阿特拉津可以在各种无脊椎动物和脊椎动物物种中诱导生物转化酶复合物，从而支持了这一假设(Egaas et al. 1993)。Miota等人(2000年)进一步验证了这一假设，他们在阿特拉津处理的摇蚊中诱导了45 kDa蛋白质，Belden和Lydy(2000年)也做了同样的实验，证明阿特拉津处理的摇蚊比未暴露的摇蚊将更多的毒死蜱转化为oxon形式。这种阿特拉津诱导蛋白的强度是45 kDa分子量酶系统中与血红素-硫olate膜相关的蛋白的代表性。该酶系统在昆虫体内多种内源性和外源性物质的代谢中起着关键作用(Miota et al. 2000)。从这些研究中可以清楚地看出，生物转化等毒物动力学过程在确定某些农药混合物的毒性方面是重要的。

当混合实验中包含大量化学物质时，通常会发现添加性反应(Broderius和Kahl 1985, Altenburger等人2000)。例如，Broderius和Kahl(1985)在检测大量有机化学混合物对黑头鲦鱼的急性毒性时，使用浓度-添加模型发现了可加性(Pimephales promelas)．目前，监管机构在评估大量化学混合物对水生生物群的联合急性毒性时支持浓度相加模型，因为假设了可加性，从而简化了计算。

到目前为止，这篇综述主要集中在化学压力与其他化学压力的联合作用上。然而，水生生态系统表现出无数的物理和生物变量，需要包括化学压力源，以更准确地模拟真实的环境暴露场景。例如，使用细菌生物发光抑制试验，Benson和Long(1991)表明，腐殖酸显著降低了一些AChE抑制剂的毒性，如氮磷-甲基、毒死蜱和羧呋喃，而增强了甲基对硫磷和西比威等其他抑制剂的毒性(Benson和Long 1991)。温度已被证明对拟除虫菊酯毒性有相反的影响，在较低的温度下毒性会增加(Mahboob等人，1999年，Motomura和Narahashi, 2000年)。相反，Lydy等人(1990)报告了OP对硫磷在较高温度下的毒性增加高达100倍。Herbranson等人(2003a、b)检测了悬浮物对呋喃毒性的影响水蚤麦格纳并发现暴露在大范围浓度的悬浮固体中没有可测量的毒性。然而，当暴露于恒定浓度的呋喃中时，受影响的生物数量随着悬浮固体浓度的增加而增加。作者推测，悬浮固体要么减少了热量的摄入d·麦格纳因为稀释效应或者摄入固体物质导致d·麦格纳下沉，这迫使它们消耗更多的能量来保持适当的浮力。反过来，这种增加的能量消耗使得d·麦格纳对呋喃毒性更敏感。

许多毒性研究都是在过量的食物源下进行的，这可能会显著影响实验结果。低食物密度可能导致毒性增加。Barry等人(1995年)表明，艾蒿戊酸酯对d . carinata随食物浓度的降低而显著增加。反之也有可能，因为增加食物密度可以降低毒性。例如，Herbrandson et al. (2003a、b)表明，增加食物的可获得性显著降低了对d·麦格纳。然而，这些观察结果背后的机制很难解释，因为所观察到的影响可能是由对食物源的吸附引起的生物体适应性或毒物浓度变化的结果。综上所述，这些结果表明，改变食物浓度的实验效果不能轻易预测，即使它们可以显著影响毒性。因此，试图进行模拟现实环境暴露场景的毒性研究应考虑温度、食物可获得性等变量。

多个变量的包含会使数据解释变得困难。虽然农药的联合作用往往是添加性的，但也有许多报道比添加性的毒性小或大。在解释涉及这一联合行动的数据时，重要的是要理解偏离可加性的幅度也很重要。例如，在一些研究中，当毒性变化小于30%时，就报告了农药的相互作用。这种偏差可能是真实存在的，但如果同一生物体的不同培养物之间可能存在如此多的变异，那么它就不显著了(内部变异)。然而，当毒性受到更大因素的影响时，可加性假设可能导致对环境影响的估计较差。由于农药在生物体内的复杂相互作用，如果使用足够的统计能力，几乎每种组合都会在一定程度上偏离可加性。目前，对于重要的添加剂偏差的大小还没有达成共识。

对环境中发现的每种农药组合进行物理测试是不现实的。例如，仅仅20种农药的简单混合，就有190对农药，以及超过100万种可能的组合，包括对农药、三倍农药等。因此，需要简单的模型，可以很容易地预测复杂混合物的毒性。正如前面所讨论的，几种混合模型考虑了浓度的增加和独立的作用，可用于完成这一任务。然而，这些模型是基于交互的统计概念。其他模型基于农药的物理和化学性质，如辛醇/水分配系数，并通过定量结构-活性关系(QSAR)方法得出毒理学终点，如生殖受损或死亡(Hansch等，1995年，Comber等，2003年)。qsar的使用可以显著减少用于毒性研究的时间和资源。然而，迄今为止生成的许多QSAR模型的一个重要限制是它们是使用均质混合物开发的(Escher和Hermens 2002)。期望QSAR模型能够跨多个类别预测化学混合物的毒性是不现实的。它们的作用仅限于研究具有高度结构相似性和/或相似作用机制的化合物之间的关系。 Future QSAR studies on chemical mixtures should address the effects of realistic exposure scenarios and multiple species upon toxicity. There are numerous articles in the literature that examine the use of QSARs to predict toxicity, but it is beyond the scope of this paper to review them all (Blum and Speece 1990, Nendza and Russom 1991, Nendza et al. 1995, Yang et al. 1998, Gramatica et al. 2001, Altenburger et al. 2003, Bradbury et al. 2003, Vighi et al. 2003).

农药在进入世界大多数市场之前，必须进行合法注册，以确保其安全性。在美国，美国环境保护署，以下简称EPA，根据联邦杀虫剂，杀菌剂和灭鼠剂法案(FIFRA)和联邦食品，药品和化妆品法案。注册过程包括产品功效评估、对人类健康的风险评估，以及与本文更相关的生态风险评估(EPA 1997年)。在进行生态风险评估(ERAs)过程中，将单一农药的预期环境浓度与几种生物的广谱毒理学终点进行比较。目前，EPA没有正式评估ERAs内的农药混合物或任何形式的多重压力源。

评估农药混合物在ERAs中的作用将被证明是具有挑战性的。首先，正如前面所讨论的，我们对单一物种中农药的联合作用了解有限。了解农药可能对受ERA保护的生物多样性产生的联合作用，这可能涉及整个生态系统，是一项艰巨的任务。其次，在评估农药混合物的联合作用之前，有必要确定存在哪些化学物质，检测到它们的浓度，以及预期它们出现的时间趋势类型。关于农药的管理，有两种情况:初次注册，即对新农药的评估，以及1984年11月之前注册的农药的重新注册(EPA 2000一个)．

当新的农药进入市场时，使用模式和环境发生情况可能只能被预测。对所有农药组合进行实际测试即使不是不可能，也是一项艰巨的任务，而且在经济上是不可行的。然而，预计施用农药的地方可能有助于确定可能发生的潜在混合物。这些景观最好在区域尺度上进行评估，利用空间和时间的发生来估计同时发生的概率。可能的混合物的测试可以在初始注册之前进行。在某些情况下，这可能是一个可管理的任务。例如，在以玉米/大豆轮作为主的土地上，应用于玉米的一种新农药可能会有有限数量的同时发生的农药。然而，在加州圣华金河谷(San Joaquin Valley)施用于蔬菜的同一种农药可能涉及更多的同时发生的农药(Gronberg et al. 1998)。这种方法可能是为农药混合物分配优先级的最可行的方法。

重新登记过程还考虑到农药对人类健康和环境的影响。对于重新注册过程中的大多数化合物，包括阿特拉津和许多有机磷杀虫剂(OPs)，已经对其环境命运和影响进行了大量研究。由于这些农药的数据库更大，重新注册可能为评估潜在化学相互作用产生的毒性提供了机会。换句话说，对于正在重新注册的现有农药，来自国家水质评估计划(National Water Quality Assessment Program)等监测项目和环境命运研究的数据可以用于描述与该农药的区域或作物景观相关的混合物的特征。随后，混合研究可以在重新注册过程中进行和使用。重新注册可提供更新农药测试程序的机会，以包括一些相关的混合物毒性测试。由于重新注册过程有几种可能的结果，例如，EPA可以下令降低施用量，强制实施最佳管理措施，或改变农药配方，因此可以调整农药注册，以考虑相关混合物的潜在影响。

迄今为止，很少有农药注册包括农药混合物的潜在影响。在乙草胺(一种氯乙酰苯胺除草剂)的有条件注册中，EPA要求全面减少玉米上除草剂的使用，以继续该产品的注册(见http://www.epa.gov/oppefed1/aceto/index.htm)．尽管这种技术有助于防止额外的农药负荷进入环境，但它并不直接将化合物的注册与混合物毒性联系起来。

此外，EPA在评估农药混合物对人体健康的影响方面开创了先例。作为对1996年食品质量保护法(EPA 2003)， EPA正在对几组农药进行累积风险评估。每个组的定义都是基于特定的“毒性的共同机制”。美国环保署使用“风险杯”的概念来确定与使用某类农药相关的可接受风险量。化合物(如OP)的确定风险被确定并“放置”到风险杯中。具有类似作用机制的化合物(例如，额外的OPs)的每一个被接受的注册都被添加到杯中。一旦杯子满了，就不允许新的注册。目前已确定使用风险杯的类别包括OPs、选定的三嗪类除草剂(包括阿特拉津和相关代谢物)和除草剂、n -甲基氨基甲酸酯、硫代氨基甲酸酯和二硫代氨基甲酸酯以及氯乙酰苯胺类除草剂(包括异甲草胺、甲草胺和相关化合物)。在目前的方法中，每种化合物都被赋予了一个危险指数，该指数是每种op的相对效力因子的衡量标准。该技术类似于前面讨论的毒性单位(TU)方法，并且假设了可加性结果。此外，安全系数是根据所涉农药的数量和儿童的潜在敏感性来确定的。虽然这一过程是评估接触农药混合物的第一步，但只有严格界定的群体才被认为具有联合作用，例如，只有OPs。 This approach might not be very effective in coping with more complex mixtures in the environment, because joint exposures to pesticides often have less than or greater than additive effects, regardless of the mode of toxic action.

最终，每一种调控方法都受到了影响，因为我们对化学混合物机制的理解不足，导致预测能力较差。需要对单个化合物和化学混合物的毒性作用模式及其对非目标生物的影响进行更多的研究，以开发更好的技术来预测农药的联合作用。在我们改进技术，使我们能够在使用前评估农药的联合作用之前，我们对混合物的唯一生态保护依赖于测试地表水的毒性。

联邦清洁水法(CWA)的目标是“恢复国家水域的化学、物理和生物完整性”。《中华人民共和国环境保护法》禁止排放有毒污染物。尽管CWA最初导致了点源排放的监管，但该法案最近对非点源污染也变得重要起来。根据CWA的既定目标，美国环境保护署(EPA)和各州采取了三种方法来保护水质。这些方法包括126种优先污染物的特定化学限量、毒性测试和生物标准/生物评估(EPA 1991年)。除了向读者介绍这些方法外，我们还将研究它们在评估混合物方面的潜力。CWA和联邦杀虫剂，杀菌剂和灭鼠剂法案(FIFRA)是CWA在检查风险时不考虑收益，而FIFRA是基于风险/收益的决定。

针对化学品的方法涉及为每种化学品制定水质标准(WQC)，旨在在大多数时间内保护大多数被测试物种。WQC是根据EPA标准水质指南规定的水生物种数量和类型的急性和慢性毒性测试结果制定的(Stephan et al. 1985)。尽管EPA已经根据CWA第304条的要求制定了优先污染物的水质标准，但优先污染物中只有9种是农药，其中大部分是目前使用有限的有机氯杀虫剂，如二氯二苯三氯乙烷(DDT)和硫丹。但是，这些指导方针不能防止具有未知相互作用的农药混合物或没有任何特定化学品标准的化学品。因此，可能有必要在数据存在空白的地方添加保守的安全系数。美国环境保护署目前正在更新和修订其1985年版推导水生生物标准指南。预计这些新的和修订的指南将涵盖一些新的问题，如非传统终点、受威胁和濒危物种以及生物累积性化学品。化学混合物是指南目前没有涉及的问题之一，但在不久的将来可能会被纳入其中。这些局限性说明了毒性试验和生物评价评估在水生资源综合评价中的重要性。

毒性测试可用于评估水样(如废水、接收水或雨水径流)中所有化学压力源的影响。这样就可以评估混合物的效果，而不是评估单个化学物质的毒性反应。毒性试验可用于评估周围水体，如接收水，使其成为评估大小流域的有效工具(de Vlaming等人，2000年)。例如，加利福尼亚州已经成功地使用了环境毒性测试方法来识别和管理经常发生的有毒化学品。该方法包括确定整体采样地点和收集环境水，使用急性和慢性毒性试验进行评估(Foe和Sheipline 1993年，Foe 1995年，Kuivila和Foe 1995年，de Vlaming等人2000年)。如果在一个地点检测到毒性，则收集额外的样本以确定空间和时间毒性模式。然后使用EPA的毒性鉴定评估(TIE)方案来鉴定致病毒物(Nordberg-King et al. 1992, EPA 1993)a、b)．TIE的目标是确定在水样品中引起毒性的化学物质。这一办法已导致除通常测试的126种优先污染物外，还列出了化学品;其中一种是农药二嗪农，它不是优先污染物(国家水资源控制委员会，2000年)。因此，毒性测试与TIE分析相结合的方法可用于检查性质大于添加剂的化学物质。

生物评估方法的主要优点是它综合了水生生物群的物理和生物压力源的影响。生物评估的前提是，水生生物群落的结构和功能可以提供有关地表水质量的关键信息。对被评价的水体进行评估，并与预定的损害和未达到指定用途的标准进行比较。使用压力源识别过程是一种识别受损水体的生物和物理压力源的方法(EPA 2000)b)．

如果用这三种方法中的任何一种测量水体受损，例如，WQC没有达到，CWA要求将受损水体列入国家303(d)清单，并制定总最大日负荷(TMDL)，以解决造成损害的污染物。TMDL是对水质问题和污染源的书面定量评估。对不符合国家水质标准的水域，规定必须降低各项污染物的总浓度以达到该水域的水质标准。这为将水恢复到指定用途所采取的行动提供了依据。TMDL可能需要采取其他行动，如讨论替代农药和/或制定最佳管理实践(BMPs)，包括缓冲带、人工湿地、植被排水沟渠等，以尽量减少农药的场外移动。排水沟渠等BMPs不仅对减少TMDL发展的目标农药很重要，而且对水生生物的其他压力源也很重要，如营养物质、沉积物和其他农药(Moore等，2001年，Cooper等，2002年)。对化学混合物的考虑很重要，因为尽管可能存在多种化学混合物，但规范性TMDLs通常是针对水体中的单一化学物质制定的。在数值目标选择、TMDL开发的安全系数和/或实施阶段，可以考虑水体中化学混合物的潜在影响。

在本文中，我们试图总结一些与农药混合物毒性有关的问题。一般来说，混合物研究很难进行，而且由于我们目前对所涉及的毒动力学和毒理过程的知识，观察到的相互作用往往无法预测，这一事实进一步复杂化。通过对同类农药毒性作用机理的了解，可以较好地预测同类农药的综合效应。然而，跨类农药混合物的影响，如三嗪类除草剂和有机磷类杀虫剂，则更难预测和理解。随着更多的化学物质的引入，研究化学混合物的影响所涉及的问题将继续增加复杂性。新一代杀虫剂如spininosyns (Sparks et al. 2001)和转基因生物正在开发中，这将使化学混合物的问题进一步复杂化。

我们还试图强调与农药混合物有关的一些监管问题。目前的法规还没有充分允许大于添加剂的毒性，甚至风险杯的方法《食品质量保护法》该报告旨在研究具有类似作用机制的农药混合物，但未能解决多种农药混合物的化学协同作用和影响。在监管机构能够采取行动之前，研究人员很可能会确定当前毒性测试范式的局限性。

在所有暴露情景下对每种农药组合进行毒性研究是不现实的。因此，研究的设计是为了最大限度地提取数据。这可以通过使用定量结构-活性关系(qsar)来实现，这种关系将化学性质与毒性联系起来，并允许外推到未经测试的化学品。然而，目前QSAR模型的水平表明，这种方法不适用于跨化学类别或不同化学结构的化学品的估计。在这些用于预测化学混合物毒性的模型被广泛应用之前，QSAR方法很可能需要进一步的发展。此外，即使在单一化合物毒性试验中，也应报告完整的浓度-反应关系。随着混合模型的改进，在整个毒性范围内可能需要更精确的数据。最后，进一步研究农药的毒性作用模式和农药引起的次生生理效应，将为理解混合效应的生理学提供平台，建立更好的预测模型，并进行合理的实验设计。最近解决这一问题的论文数量有所增加，这表明科学界已经意识到这一问题，我们希望在未来看到更多的研究来解决本文提出的问题。预计未来的研究将继续强调除单一化合物外检查化学混合物毒性的重要性。 We believe that these types of studies are critical for realistic estimations of toxicity, because rarely are organisms exposed to only a single chemical in the field.

最后，我们列出了我们认为在使用农药混合物时面临的主要挑战。这并不代表一个全面的挑战清单，但有希望激发科学家之间更多的对话。

1. 如果两种化合物发生相互作用，是哪一种化学物质引起的?例如，在三嗪研究中，阿特拉津会增加毒死蜱的毒性。在这两种化合物的注册决定中是否应该考虑这一点?

2. 加性假设在大多数情况下对大多数水体都是有效的吗?对可加性的偏离程度是重要的?

3. 人类健康评估指南建议将作用相似的化合物组合成单一风险杯。“类似”毒性作用模式的标准是什么?

4. 从药理学上讲，我们有理由相信作用相似的化合物最好使用浓度添加技术进行建模，作用不同的化合物最好使用独立作用技术进行建模。然而，由于对于给定的混合物，甚至对于其中的大部分成分，毒性作用的真正毒理学模式很少为人所知，我们常常不确定应该使用哪种模型。选择正确的模型需要哪些步骤?这些模型中的任何一个是合适的，还是我们需要一个包含这两种技术的新模型?

5. 接触每种农药的顺序会影响毒性反应，例如有机磷农药和三嗪除草剂混合物。我们不仅必须认识到混合物已经发生，而且还必须了解系统中化学物质的动态，以及时间变化如何影响混合物的毒性。

6. 环境中大量的化学物质和不同的暴露途径使测试每种可能的暴露场景变得不合理。是否有可能评估少数高优先级混合物的混合效应，并利用混合物组分或类似混合物的现有数据为其余混合物开发外推模型?

7. 选择化学混合物进行测试的优先级是什么?我们应该选择那些高环境发生率的化学物质，如阿特拉津，还是选择不同的化合物，这将有助于我们理解如何模拟混合物效应?

8. 对于许多表现出比添加剂毒性更大的混合物，其机制是由一种化合物引起的毒物动力学的变化。基于这些信息，我们能否对化合物进行筛选分析，以确定它们在这种相互作用中的潜在作用?

水生毒理学的终极挑战是了解生物体所遭遇的动态世界。除了杀虫剂，他们还暴露在许多其他化学压力之下，并且必须同时在生物和物理压力之下生存下来。假设这些压力源不相互作用是naïve。然而，在我们更好地理解水生系统的生物学之前，从分子到生态系统层面，我们将继续努力预测化学相互作用的存在和意义。

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这项工作得到了CALFED海湾三角洲项目(Award # 99-NO8)和NIEHS拨款R37 ES02710、NIEHS超级基金拨款P42 ES04699、NIEHS环境健康科学中心拨款P30 ES 05707和NIH拨款AI58267的部分支持。C. E. W.由美国国立卫生研究院博士后培养基金T32 DK07355-22资助。

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