重金属联合毒性对蚤类与鱼类敏感性的影响及预测模型研究进展

陈 亮,章文波,霍 正,李陈浩,周霞飞,赵文惠,唐振平*

(1.南华大学 资源环境与安全工程学院,湖南 衡阳 421001;2.衡阳市核燃料循环地质理论与技术重点实验室,湖南 衡阳 421001;3.稀有金属矿产开发与废物地质处置技术湖南省重点实验室,湖南 衡阳 421001)

0 引 言

20世纪以来，科学技术得到迅猛发展，在经济与人民生活水平高速提高的过程中，地球环境质量却迅速下降，人类也付出了惨重的代价。重金属作为典型的污染物，可导致环境质量急剧恶化，在食物链作用下最终危害人体健康，其污染主要来源于工业方面，特别在矿山开发、废气排放等过程中会对周围的河流、湖泊环境产生严重影响[1-4]。近年来，世界上针对重金属污染物的联合毒性研究越来越多。蚤类与鱼类作为水生生物重要组成部分，被研究者广泛用于监测水环境污染状况，E.Perez[5]使用大型蚤评价了Cd与Zn的联合毒性，D.B.Kim[6]采用两种蚤类对废弃金属矿山的地表水和土壤生态毒性进行了评价，李建[7]使用15种常见鱼类监测长江上游水体的重金属危害，Z.Torres[8]将湖泊中重金属污染程度与鱼类数量联系在一起评判其对湖泊环境的影响。为此，本文归纳与总结国内外重金属对蚤类[9-14]与鱼类[15-20]的联合毒性实验研究以及相关联合毒性预测模型，并指出目前存在的问题与未来发展趋势。

1 联合毒性作用的表现形式

1939年C.I.Bliss[21]提出研究两种毒物联合作用的毒性并首次提出了协同作用，拮抗作用，加和作用的划分。多种重金属共存于同一环境中，相互作用机理非常复杂，研究结果常出现差异[22]。重金属复合污染的效应随重金属元素性质及浓度组合的不同而发生改变。

1.1 协同作用

协同作用是指多种污染物共存时所产生的毒性效应大于各污染物单独作用的毒性效应之和，即某污染物的毒性被其他污染物强化，进而增大了其整体毒性。重金属复合污染协同效应对环境具有较大威胁，这使得研究协同效应对评价环境安全以及制定相关环境保护政策具有重要意义。协同作用分单向效应和双向效应，单向效应是指一方促进，另一方被抑制，双向效应则两者均促进或均抑制。

1.2 拮抗作用

拮抗作用是指多种污染物共存所产生的毒性效应小于各污染物单独作用的毒性效应之和，毒性效应被2种或2种以上污染物的交互作用降低。从某种程度上可将位点竞争视作复合污染产生拮抗作用的直接原因。这些位点包括细胞表面及代谢系统的活性部位和生态介质中的吸附位点，如金属硫蛋白，特定组织器官上的结合位点，植物根和土壤中的吸附位点等。

1.3 加和作用

加和作用是指多种污染物共存时所产生的毒性效应等于各污染物单独作用的毒性效应之和。目前有关重金属复合污染表现为加和作用的报道较少，大多数表现为协同与拮抗作用。复合污染的加和效应通常有两种形式，即浓度加和与效应加和。

总之，重金属复合污染与各种重金属在环境中的浓度及其组合关系、生物的种类、部位和暴露方式等因素密切相关，表现得极为复杂，不仅仅是单纯的协同、拮抗或加和作用。重金属复合污染的机理也不可能是简单的各重金属元素单独毒害的机理，许多水化学参数、生物年龄等因素均可改变重金属联合毒性的影响[23-25]。

2 重金属联合毒性实验

2.1 收集与培养

关于水生生物的收集一般分为两种方式，第一种为野外实验标本采集，第二种为专业饲养中心购买。首先，第一种野外实验标本采集通常为研究者在野外通过手抄网等在河流或湖泊中抓捕部分样品，再罐装或盒装带回实验室进一步筛选目标样品。第二种则是在专业饲养中心购买，然后在实验室中按照标准生活环境进行饲养。由于目前国内关于实验用水生生物的饲养已成熟，所以类似大型蚤、斑马鱼的收集通常采用第二种购买的方式。如大型蚤的培养通常置于人工恒温培养箱中，采用大口径玻璃烧杯，烧杯里装有曝气达到48 h以上的自来水，保持一定的pH值、硬度、碱度以及溶解氧，设定好适宜的环境温度与光暗周期，放置一定数量的大型蚤，以满足其对空间的需求，每周定时定量进行培养水的更换以及食物喂养，食物喂养可以选择合适的藻类或鱼食。

2.2 实验方案

重金属联合毒性实验主要为三个部分组成：1)预实验，根据预实验结果获得无致死浓度与最大致死浓度。2)正式实验，包括单一重金属毒性实验与联合重金属毒性实验，联合毒性实验的实验方案可分为四类：(1)常见的实验设计是简单地改变金属的绝对浓度，同时保持一个恒定的金属比例(如保持ρ(Cu)∶ρ(Zn)=1∶10)。(2)保持恒定的效应比(如Cu LC25+Zn LC25)。(3)系统地改变金属的效应比，使之产生一个恒定的总效应水平(如Cu LC25+Zn LC75，Cu LC50+Zn LC50，产生的总名义效应水平为100%的死亡率)。(4)可采用类似于化学滴定的设计，即在含有一种或多种其他试剂的溶液中依次增加一种试剂的量，以确定中间反应和滴定终点。3)实验结果讨论，根据单一重金属的毒性与联合重金属的毒性结果比较，分析联合作用效应与联合作用机制。

2.3 重金属联合毒性具体实验

2.3.1 重金属联合毒性对大型蚤的作用

蚤类作为常见的水生生物，首先其位于食物链的底端，研究重金属对蚤类的影响可引申出重金属对人类身体健康的影响程度，其次蚤类能成为研究环境污染的重要指标，也与其对环境质量的敏感性有关，因此蚤类被广泛运用于毒理学和生态风险评估。其中大型蚤是一种小型的蜉蝣甲壳类动物，长度大约为0.2～5 mm，在河流、湖泊中广泛分布。由于其较短的生活周期和良好的繁殖能力，在国际上被公认为标准受试生物。国外对大型蚤的毒理学研究已非常成熟，1972年美国环保局就制定了大型蚤的毒性试验标准方法[26]，1982年E.N.Attar[27]等研究了大型蚤暴露于Zn和Cd中的单一及联合毒性效应，获得该生物暴露于Zn和Cd中36、48、60、72和96 h的剂量-死亡率曲线。2006年J.R.Shaw[28]等结合了四种蚤类进行了48 h急性毒性实验，逐个呈现Zn和Cd的影响，以确定致死效应浓度并用于推导一系列金属组合所产生的混合效应。J.S.Meyer[29]等以大型蚤为实验对象，将其暴露于Cd、Cu和Zn的二元或三元混合物中进行急性试验，在单一毒性实验中发现Cd、Cu和Zn的半数抑制浓度EC50值分别为13.5 μg/L、103 μg/L与696 μg/L，其属毒性降序为Cd>Cu>Zn。联合毒性实验中发现联合作用产生的毒性与其产生毒性的机制具有很强关联性。Cu-Zn急性毒性的主导过程为金属与金属在暴露水中结合溶解有机物(dissolved organic matter,DOM)的竞争，竞争将导致暴露水中Cu2+或Zn2+浓度增加，这造成生物可利用Cu、Zn浓度升高，毒性增强表现为协同作用。Cd-Cu、Cd-Zn在一定程度均表现了一定的拮抗作用，这是因为其毒性的主导过程为金属与金属结合生物配体(bio-ligand,BL)的竞争。只要Cu保持在亚致死浓度，Cd导致的死亡率就会下降，因为毒性更强的Cd越来越被毒性较小的Cu阻止与BL结合，从而总体的毒性降低表现为拮抗作用。但是当Cu达到单一Cu的半数抑制浓度EC50时，死亡率开始增加，因为此时Cu也开始产生致死的毒性，导致总体的毒性增加表现为协同作用。Cd-Zn产生的毒性也是同样的主导过程，结果与Cd-Cu一致。E.M.Traudt[30]等研究了Ni、Cd、Cu、Zn对大型蚤的单一与二元联合的急性毒性。其方法为通过一种金属的浓度保持不变，而另一种金属的浓度通过一系列从非致死浓度到致死浓度不等的变化，然后观察毒性状况。根据个别金属毒性试验的半数抑制浓度EC50值，Ni的毒性最小，其次是Zn、Cu和Cd，毒性依次递增。在联合毒性实验中，Ni-Cd二元混合作用，当Cd的浓度保持不变，Ni浓度增加，产生抑制现象，甚至在某些情况下完全消除初始Cd的毒性。例如0.1 mg/L初始情况下，Ni质量浓度很低几乎没有，此时的死亡率接近于100%，毒性只有Cd引起，随着Ni质量浓度的增加，在大约0.5 mg/L时，死亡率逐渐下降到5%的最低水平，说明Ni对Cd毒性有很大的保护作用。然而，当Ni浓度高到足以引起Ni诱导的毒性时，死亡率增加，这些结果与Zn对大型蚤的Cd毒性保护作用类似。Cu和Ni的每一种二元混合物产生的毒性均表现为协同作用。此现象解释为金属之间结合DOM的竞争机制。Ni和Zn有相似的毒性，在Ni浓度随着Zn浓度的增加而保持不变的混合物中，混合物毒性均表现为拮抗作用。

国内关于大型蚤的研究也逐渐发展起来，1991年我国制定了大型蚤急性毒性测定方法[31]，董晓晓等[32]以静水生物测试法研究了Cu、Cd和Se对大型蚤的单一及联合毒性效应，并采用水生毒理联合毒性相加指数法[33]对其联合毒性效应进行了评价。许永香等[34]探讨Se、Cd、Zn共存时的毒性变化机理，结果表明,除了Cd和Zn的毒性比1∶1和质量浓度比1∶1情况下表现为协同作用外,其余均为拮抗作用。这些可表明大型蚤以其对环境的良好敏感性成为了分析环境污染程度的重要指标。丁婵娟[35]以重金属Cu、Pb和Zn为实验毒物，采用静水暴露方式，研究了其对大型蚤的单一与联合毒性。单一毒性实验结果表明不同毒物对大型蚤的的毒性强弱程度有所差异，Cu、Pb和Zn的24 h半数致死浓度LC50分别为0.123 mg/L、2.392 mg/L和4.084 mg/L，48 h半数致死浓度LC50分别为0.102 mg/L、1.136 mg/L和2.732 mg/L。由此判断，三种重金属毒性大小依次为：Cu>Pb>Zn。在联合毒性实验中，按照毒性比1∶1和质量浓度比1∶1两种不同浓度配比方式，进行两两以及三者联合实验。实验结果表明：无论是毒性比1∶1还是质量浓度比1∶1，Cu-Zn、Cu-Pb和Cu-Pb-Zn三者的联合毒性均表现为协同作用，而Pb-Zn的联合毒性均表现为拮抗作用。

2.3.2 重金属联合毒性对鱼的作用

目前人们对于许多化学物的单一毒性已有较多了解，但是对于人类环境中实际存在多种污染物的联合毒性作用及其机理则认识的还不够深入。两种或多种化学物同时作用于生物体时，往往会引起与单一毒物作用完全不同的毒性反应。鱼类是河流、湖泊生态系统中的重要组成部分，通过对该生物毒性实验能够充分体现其生存环境的危害状况。例如斑马鱼因为和人类基因有着高度的相似性，其实验结果大多数情况下适用于人体，并且容易饲养，因此被广泛用于水质环境的检测。

鱼类因其在水生生物中特殊的组成有着重要的研究价值，国外对于鱼类毒性实验的目标生物非常多，B.S.Khangarot[15]等以硬骨鱼为实验对象，研究了Ni、Zn与Cu的联合毒性，发现其各重金属48 h半数致死浓度LC50，Zn为75 mg/L、Ni为37 mg/L以及Cu为2.5 mg/L。在Zn-Ni、Ni-Cu与Zn-Ni-Cu三者的联合作用中，毒性表现为协同作用。单一重金属混合后对鱼类的毒理学危害更加严重。C.Mebane[16]等研究了包括鱼类以及无脊椎动物在Cd、Pb和Zn联合作用下的毒性状况。结果发现在Cd-Zn的情况下，无脊椎动物的最低EC50s至少比鱼类大一个数量级。鳟鱼对Pb和Zn的毒性抗性随鱼体大小增加而下降。金属混合物的反应是复杂的，三种金属的毒性在浓度添加基础上均表现为拮抗作用。N.R.Lynch[17]等对鲦鱼进行了标准96 h毒性试验，包括单一金属和二元金属混合物，以评价二元金属联合的毒性作用，实验终点为96 h累积的死亡率。实验遵循固定浓度比例设计，分析金属混合物协同与拮抗作用。基于初步测试结果，单一金属实验浓度从0%至100%死亡率范围内选择，联合金属实验中Cu、Zn、Ni的金属质量浓度分别为25 μg/L至400 μg/L、50 μg/L至800 μg/L、250 μg/L至2 000 μg/L。每个金属浓度和对照各重复三次，每个重复试验包含10条幼鱼。单一重金属情况下，Cu、Zn与Ni的96 h半数致死浓度LC50值分别为125 μg/L、821 μg/L和3 920 μg/L，总体而言，其死亡率随着金属浓度的增加而增加。在相似的浓度下，由个别重金属引起的总死亡率低于由混合重金属引起的总死亡率。例如，在单独2A浓度Cu和2B浓度Zn下，总死亡率为23%，其中20%归因于Cu，3%归因于Zn，但这一总死亡率低于二者混合后产生的60%死亡率。同样，对于Cu和Ni，总死亡率由单独2A浓度Cu和2C浓度Ni是21%，这低于其暴露在Cu+Ni混合物类似浓度的97%死亡率。同样情况也发生在Ni-Zn的混合毒性实验中。这些结果均揭示了二元金属混合物对鲦鱼的毒性为协同作用。

国内对于鱼类的重金属联合毒性实验研究也很多，王银秋等[36]以鲫鱼为受试生物，以致死率为指标研究了不同重金属Cd、Zn、Pb对鱼类的急性毒性。应用相加指数法进行Cd、Zn、Pb的联合毒性研究，其结果表明：Cd与Pb、Cd与Zn的联合毒性具有明显的协同作用，而Pb与Zn结果相反出现了较强的拮抗作用。赵岩等[37]采用静水生物测试法研究了Cu、Cd和Cr等重金属对孔雀鱼的单一与联合毒性效应。通过单一毒性试验结果得到其不同暴露时间的半数致死浓度LC50，3种重金属离子对孔雀鱼均为高毒性,毒性大小为Cu>Cd>Cr。通过联合毒性实验结果得到，当浓度相同时,Cu-Cd、Cu-Cr、Cd-Cr以及三者共存时的联合毒性均为毒性增强的协同作用。修瑞琴等[38]以斑马鱼为实验生物,按国际标准组织斑马鱼标准实验法进行了毒性实验，采用相加指数法对As、Cd与Zn的联合毒性进行了评价。在完成As、Cd与Zn的单一毒性基础上，再进行As-Cd、As-Zn与Cd-Zn按毒性比1∶1及质量浓度比1∶1的不同配比下二元混合以及三元混合的联合毒性实验。最后通过单一毒性实验结果与联合毒性实验结果的LC50值比较，分析联合作用下产生的毒性变化。结果表明,As-Cd、As-Zn共存时联合毒性均为拮抗作用,说明此二者共存互相降低了毒性。而Cd-Zn联合毒性结果中除了毒性比1∶1时，结果为拮抗作用外均为毒性剧增的协同作用，Cd的存在增加了Zn的毒性，二者共存时毒性远远大于单一毒性和。当3种毒物联合时其毒性为拮抗作用。

3 联合毒性作用的预测模型

许多理论模型已经发展并应用于预测化学混合物的行为[39-41]。最常见的模型为浓度加成模型(concentration addition model,CA)与独立作用模型(independent action model,IA)，二者被用于描述基于单一化学品作用方式的联合毒性。浓度加成模型(CA)假设化学品具有相同的作用方式。该模型以浓度为基础，对作用相似的化学品毒性进行求和，并按比例反映它们的相对毒性。另外，独立行动模型(IA)假设化学物质通过不同的作用方式影响生物体，因此它们的影响在统计上是相互独立的。

3.1 浓度加成模型(CA)

3.1.1 模型介绍

CA模型的理论原理[42]，不相互作用的化学物质只在效力上不同，可以看作是彼此的稀释。由于同一种化学物质的不同稀释度始终符合CA，并将以相同的作用机制运作，因此通常假定不同化学物质的混合物在同样的分子靶点作用时也适用于CA模型。为了计算使用CA化学物质的联合作用效应，可通过将混合物中每种化学物质的浓度与其单一物质毒性联系起来计算稀释程度，将浓度相加，并计算剂量-反应曲线。

浓度加成的概念为假定化学品具有相同的毒性作用机制，计算公式(1)如下：

(1)

其中：pi表示的是化合物中组分i浓度占混合物浓度的比例，ECx,i是组分i达到x效应时的浓度，ECx,mix是多种组分达到x效应时的浓度。当计算结果为1时，表明混合物之间的作用为加和作用；小于1时为协同作用；大于1时为拮抗作用。这个方程式适用于作用相似化学品毒性总和的预测。

浓度增加通常被认为是对作用方式相似或作用于相同靶点的化学物质联合毒性的合理预期。但是仅仅对靶点和作用方式定义是不准确的，因为它们具有剂量依赖性，比如大多数化学品在低剂量下有一个靶点或作用方式，而在较高剂量下有其他靶点或作用方式。此外，许多化学品均不了解其靶点和作用方式。尽管浓度加成模型CA对于已知有相似目标位点的混合物预测结果存在不确定性，但是已经证明其为一个精确的参考模型。

3.1.2 模型应用

T.Schell[43]利用大型蚤的急性和慢性反应评估了CA模型对7种田间相关农药混合物的预测状况。当使用CA模型预测作为参考时，农药混合物显示出很大程度的协同或拮抗作用。与急性的反应变量相比，慢性对CA预测的偏差更低。此外，相对于只含有少量农药的混合物，CA对复杂混合物的预测通常更准确。研究表明，CA模型在很大程度上可以保护农药混合物的风险评估，证明其作为默认模型的使用是合理的。M.Junghans[44]研究了作用机制相似的8种除草剂对藻类的复合毒性时，发现CA模型的预测能力更强，IA模型低估了混合物的复合毒性。

C.Chen[45]采用CA模型测定了五种杀虫剂(A.Chlorpyrifos、B.Malathion、C.Tri-azophos、D.Fenobucarb和E.Carbosulfan)的四种二元混合物对鲤鱼脑内乙酰胆碱酯酶(acetylcholinesterase,AChE)活性抑制的毒性和联合作用类型。单一毒性实验下发现暴露96 h可导致鲤鱼的亚致死、浓度依赖性降低。未暴露和单独暴露于溶剂的鱼AChE活性没有显著差异。AChE的半数抑制浓度EC50值，五种杀虫剂的毒性各不相同，依次为:C>A>D>E>B。等剂量二元混合物实验中，A与C、D混合时，预测毒性对于观察的结果没有明显不同，表现为加和作用。相比之下，A与E的预测混合毒性明显小于观察值，表现为拮抗作用。而A与B混合时，预测毒性高于观察值，表现为协同作用。质量浓度比1∶1混合实验中，A与C、E混合时，预测毒性与观察毒性相似。A与B、D混合时，实际毒性高于预测的结果。预测结果显示CA模型没有明显低估任何测试混合物的毒性，因此适合用于生态风险评估。

3.2 独立作用模型(IA)

3.2.1 模型介绍

IA模型的理论原理[42]，混合物中化学物质在物理、化学或生物上不相互作用，即它们独立于彼此。在生物系统中，两种化学物质分别对应两种不同的单位，首先使用由独立个体组成的测试系统，然后测量每个个体的二进制响应(命中/非命中、移动/不移动、死/活等)。随着毒理学和生态毒理学对非致命性终点的重视程度提高，越来越多的试验测量生长、形态和行为变化以及繁殖力等渐进终点，它们均是定量的，不符合IA的理论假设。因此，理论上IA适用性受到很大的约束。然而，实践中人们发现它提供了不同靶点或作用方式化学品混合物的良好预测。

独立联合行动的概念为假定化学物是通过不相互联系的不同作用机制引起其效应的，其计算公式(2)如下：

(2)

式中，cmix表示混合物中各个组分的浓度之和，ci表示混合物达到x%效应时组分i的浓度，E(ci)表示组分i独自作用达到x%效应时的浓度。

3.2.2 模型应用

T.Nagai[46]研究了多种除草剂对藻类的联合毒性，考察了CA、IA模型应用于物种敏感性分布(species sensitivity distribution,SSD)计算多种物质潜在影响部分的有效性。设计了两种混合方式：5种作用方式相似的除草剂混合物和5种作用方式不同的除草剂混合物，分别对应于CA和IA模型的假设。CA和IA应用于SSD的预测能力取决于化学物质的作用方式。模型预测结果显示对于不同作用方式的混合除草剂，IA模型的预测效果优于CA模型，能够准确的预测除草剂混合物的联合毒性。

吴宗凡等[47]以卤虫为受试生物，研究了重金属与农药二元混合的联合毒性。运用CA、IA模型对不同配比混合物的联合毒性进行预测。联合毒性结果表明，Zn-Cd混合物联合毒性随Zn比例的增加而增强。5种不同配比的有机磷农药混合物均表现为加和作用。重金属与农药混合物则均表现为拮抗作用。模型预测结果表明，IA模型能够很好的预测重金属农药混合物的联合毒性。王娜[48]以淡水发光细菌青海弧菌(Q67)作为测试菌，研究了重金属、杀菌剂等污染物的联合毒性，应用CA和IA模型对联合毒性进行了预测，预测结果表明IA模型可较准确地预测混合物毒性，CA模型的预测结果偏差明显。

3.3 两阶段预测模型(TSP)

3.3.1 模型介绍

许多研究对上述两种模型的预测结果进行了分析，结果具有一定的可变性[49-50]。浓度加成和独立作用被认为是非相互作用的竞争模型，但目前这两种模型均存在局限性，因为实际环境中的复合污染物质可能并不具有完全相同或完全不同的毒性作用方式。因此，最有用的方法是把这两个概念视为同等有效的备选方案，并接受它们不同的内涵，两阶段预测模型(two-step prediction,TSP)应运而生，相关研究也开始逐渐开展[51]。此模型优点在于同时解决作用机制与作用位点相一致或不一致的两种计算方式。步骤如下：首先，根据作用机制或作用位点对化合物进行分类，即相同的混合物划分为一类，不相同的划分为另一类。然后，分别应用CA和IA模型对其毒性进行评估。计算公式(3)如下：

(3)

式中，E(cmix,mix)代表混合物的联合毒性，E(cmix,i)代表混合物中组分i的联合毒性，n表示混合体系中的组分总数。

3.3.2 模型应用

A.W.Olmstead[52]以水蚤为实验目标，研究了从对淡水河流的调查选择的9种化学物质(A.Bisphenol A、B.Caffeine、C.C-arbaryl、D.Chlorpyrifos、E.N,N-Diethyl-m-to-luamide、F.Diazinon、G.1,4-Dichloroben-zene、H.Fluoranthene、I.4-Nonylphenol)对生物的毒性作用，最后通过一种结合了CA与IA的综合模型来比较其偏差程度，原理与TSP模型一致。每个实验由50种不同的暴露浓度组成。每个毒性评估的数据被转换为0到100%的范围，从而使实验结果标准化，并允许在所有端点包括寿命减少百分比、生长速度和繁殖力上执行相同的浓度-响应拟合。混合溶液的毒性是通过结合浓度加成和独立联合作用的概念来模拟的。化学品根据其假定的作用机制被分配。具有相同作用机制的化学物质被分配到相同的盒中。其他化学物质均被假定具有不同的作用机制，并被分配到不同的盒中。盒内化学物的联合毒性用浓度加法计算，不同盒内化学物的联合毒性用独立联合作用计算。从单一毒性实验的结果来看，在评估的浓度下，9种化学品中有4种(C、D、F、I)评估了蚤类的寿命缩短。4种(A、C、H、I)暴露在低于1 000 μg/L的浓度下，会导致生长速率的降低。3种(A、C、H)降低了繁殖力。在评估的混合物水平范围内，该模型准确地预测了混合物的毒性。从混合物暴露中得出的预期损失EL05和EL50值与模型预测值高度一致。未发现存活的水蚤的生长或繁殖力的水平反应关系，这些结果与模型预测相一致，即水蚤存活的混合物水平不会影响生长速率和繁殖力。

L.Y.Mo[53]研究6种酚类化合物和6种重金属对青海弧菌Q67的联合毒性作用，运用两阶段预测模型对复杂组分混合物毒性进行预测。选择了六种酚类化合物和六种重金属作为混合组分。等效浓度比构建1种混合物M1，固定浓度比设计4种混合物M2-M5。在M1-M5中，TSP模型较好地预测了毒性。相比之下，CA模型高估了毒性，表现为协同作用，IA模型低估了毒性，表现为拮抗作用。在M1-M5中，与实际混合EC50值相比，TSP模型的预测误差(分别为13.9%、17.9%、19.2%、17.3%和15.8%)显著低于CA模型(均高于30%)和IA模型(分别为20.9%、33.0%、20.6%、21.8%和12.5%)。因此，TSP模型的性能优于CA和IA模型。

4 结论与展望

生态环境的保护工作从始至今都是人们重点关注对象，实际环境污染情况中重金属在很少的状况下会以单元素形式存在，多数为两种或多种元素共存，即多种元素形成的联合作用。目前人们对单一毒性已有了较多理解，但对环境中存在的多种污染物联合毒性作用及其机理的认识还很肤浅。2种或2种以上化学物同时作用于生物体时，往往可引起与单一毒物作用完全不同的毒性效应，并且联合毒性实验研究是在单一毒性实验研究基础上发展而来的，其研究结果更具指导意义。在重金属毒性预测方面，可根据每种重金属特定的作用方式与作用机制，选取合适的模型预测。许多水生生物均可帮助人们去探寻污染物对环境的毒性影响，例如介形类因为其个体微小，数量种类丰富，分布范围广，研究成本低，易于采集和进行实验室培养等一系列特点，被广泛运用于急性与慢性毒性实验，用以监测重金属、环境污染等，可利用其来监测包括地表水、地下水、沉积物、工业污染物等一系列环境物质中重金属污染。