李孟涵，賀子琪，苗家赫，王風(fēng)賀

（南京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京210023）

重金屬污染已經(jīng)成為全球性的環(huán)境問題[1-2]，一旦進(jìn)入食物鏈會(huì)直接影響人體健康[3]，美國(guó)環(huán)保署（USEPA）已將Pb、Cd等列為水環(huán)境中優(yōu)先控制污染物[4]。按照我國(guó)《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）Ⅲ類水體要求，Pb濃度應(yīng)小于0.05 mg·L-1，調(diào)查表明約50%的地表水達(dá)不到水質(zhì)Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)[5]。何佳等[6]檢測(cè)的黃河水體中Pb濃度最高達(dá)0.165 mg·L-1，Qiao等[7]在長(zhǎng)江南京段檢測(cè)的Pb濃度為0.065～0.107 mg·L-1，均遠(yuǎn)超出水質(zhì)Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)。Zhang等[8]在美國(guó)密西西比河水體中檢出Pb濃度為5.2～6.85μg·L-1。由此可知，重金屬Pb已經(jīng)成為國(guó)內(nèi)外地表水中常見的污染物之一。

同時(shí)，我國(guó)抗生素使用量全球最大[9]，而絕大部分抗生素被生物體的吸收率僅為10%～40%，大部分以各種形式排出體外，并對(duì)水體造成污染。作為一種新型污染物，抗生素在水環(huán)境中的檢出率超過60%[10]。Chen等[11]在長(zhǎng)江三角洲地表水中檢出磺胺類抗生素濃度達(dá)581.8 ng·L-1，四環(huán)素類抗生素達(dá)97.4 ng·L-1；Liang等[12]在珠江檢出磺胺類和四環(huán)素類抗生素濃度最高為273.6 ng·L-1和13.1 ng·L-1。Proia等[13]、Kim等[14]在西班牙和美國(guó)地表水體中分別檢測(cè)出磺胺甲惡唑和四環(huán)素類抗生素的濃度為213.7～907.6 ng·L-1和20.0～1 210.0 ng·L-1?，F(xiàn)有研究表明，磺胺類、四環(huán)素類抗生素在水體中的檢出較高[15-16]，對(duì)水環(huán)境造成了嚴(yán)重的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，重金屬與抗生素對(duì)生態(tài)環(huán)境及人類健康構(gòu)成的威脅已不容忽視。

近年來生物毒性監(jiān)測(cè)已成為評(píng)價(jià)水環(huán)境污染程度的重要手段[17-23]。發(fā)光菌作為受試生物，尤其是費(fèi)氏弧菌對(duì)污染物敏感、反應(yīng)速度快，在重金屬、抗生素等水質(zhì)急性毒性評(píng)價(jià)中得到廣泛應(yīng)用[24]。1981年Bulich等[25]首先采用發(fā)光菌（Photobacterium phosphoreum）對(duì)廢水進(jìn)行了毒性檢測(cè)和評(píng)價(jià)，并逐漸發(fā)展為ISO標(biāo)準(zhǔn)的Microtox檢驗(yàn)方法[26]；馬梅等[27]研究了Pb、Cd等對(duì)淡水發(fā)光菌（Vibrio qinghaiensissp.-Q67）的生物毒性；汪皓琦等[28-29]、方政等[30]、魏東斌等[31]則研究了抗生素對(duì)發(fā)光菌的急性毒性。

1939年Bliss[32]首次研究了混合物聯(lián)合毒性，1965年Sprague等[33]第一次提出并定義了毒性單位（Toxic unit，TU），已經(jīng)成為判別聯(lián)合毒性的主要依據(jù)?，F(xiàn)有文獻(xiàn)研究表明，混合物產(chǎn)生的毒性并非混合物中單一物質(zhì)的毒性加和[34]。在假定各組分之間不存在相互作用的前提下，濃度相加模型（Concentration addition model，CA）和獨(dú)立作用模型（Independent action model，IA）被廣泛用于混合物的聯(lián)合毒性評(píng)價(jià)[35-36]。CA模型又稱為劑量加和模型，各化合物的綜合效應(yīng)可以相加，用于評(píng)價(jià)具有相同或相似作用機(jī)制的化學(xué)物質(zhì)混合物的毒性[37]；IA模型也稱為效應(yīng)加和模型，各化合物的綜合效應(yīng)不可相加，適用于具有相異作用機(jī)制的化學(xué)物質(zhì)的混合毒性評(píng)價(jià)[32]。近年來，CA和IA模型在定量毒性研究中得到廣泛的應(yīng)用[38-42]。研究發(fā)現(xiàn)CA模型所預(yù)測(cè)毒性普遍高出IA模型數(shù)倍[38-41]，使用CA模型預(yù)測(cè)可能會(huì)高估環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)；但是從風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的角度考慮，CA模型可能更加安全實(shí)用，歐美國(guó)家通常采用CA模型進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[42]。

本文以水環(huán)境檢出率較高的重金屬Pb、四環(huán)素類和磺胺類抗生素為研究對(duì)象，開展重金屬與抗生素復(fù)合污染的急性毒性研究，系統(tǒng)評(píng)估重金屬和抗生素復(fù)合污染的急性毒性，可為全面評(píng)價(jià)水環(huán)境重金屬和抗生素復(fù)合污染的潛在風(fēng)險(xiǎn)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

硝酸鉛[Pb（NO3）2]、氯化鈉（NaCl）、二甲基亞砜（Dimethyl sulfoxide，DMSO），購(gòu)于國(guó)藥化學(xué)試劑有限公司；四環(huán)素（Tetracycline，TC）、氧四環(huán)素（Oxytetracycline，OTC）、氯四環(huán)素（Chlorotetracycline，CTC）、磺胺二甲基嘧啶（Sulfamethazine，SMZ）、磺胺甲基嘧啶（Sulfamethine，SMR）和磺胺嘧啶（Sulfadiazine，SD），購(gòu)于上海阿拉丁生化科技有限公司；所用試劑均為分析純。費(fèi)氏弧菌（Vibrio fischeri）及便攜式急性毒性檢測(cè)儀（Dleta Tox?II），購(gòu)于美國(guó)Modern Water公司。

使用的重金屬和抗生素均在1%（V/V）DMSO的幫助下溶解，然后用3%（m/V）NaCl溶液稀釋，得到10 mg·L-1的Pb2+儲(chǔ)備液、500 mg·L-1的四環(huán)素類抗生素儲(chǔ)備液和250 mg·L-1的磺胺類抗生素儲(chǔ)備液。試驗(yàn)時(shí)，用3%（m/V）NaCl溶液稀釋成不同濃度梯度。為盡量保證各污染物濃度覆蓋10%～90%的相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度，各溶液濃度范圍為Pb2+：0.01～5 mg·L-1，TC、CTC、OTC：5～50 mg·L-1，SD：10～100 mg·L-1，SMZ、SMR：20～250 mg·L-1[43-44]。最終測(cè)試前，各溶液中DMSO的含量不高于0.1%（V/V），此時(shí)DMSO對(duì)發(fā)光菌的影響可忽略不計(jì)[45]。

1.2 急性毒性試驗(yàn)過程

急性毒性試驗(yàn)按照《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)急性經(jīng)口毒性試驗(yàn)》（GB 15193.3—2014）和《水質(zhì)、水樣對(duì)弧菌類光發(fā)射抑制影響的測(cè)定（發(fā)光細(xì)菌試驗(yàn)）第3部分：使用凍干細(xì)菌法》（ISO 11348-3—2007）進(jìn)行[46]。試驗(yàn)前，先將發(fā)光菌凍干粉與1 mL 2%（m/V）的NaCl溶液充分混合制成水合試劑，置于20℃室溫中活化15 min，菌液在3 h內(nèi)使用。

1.2.1 單一急性毒性測(cè)試

將100μL細(xì)菌懸浮液注入900μL一系列濃度梯度樣品中。使用900μL 3%（m/V）NaCl和100μL 0.1%（V/V）DMSO溶液作為陽(yáng)性對(duì)照。暴露15 min后通過Delta Tox毒性儀檢測(cè)費(fèi)氏弧菌發(fā)光抑制率，并計(jì)算半數(shù)效應(yīng)濃度（EC50），每個(gè)濃度設(shè)置3個(gè)平行[47]。

1.2.2 聯(lián)合毒性測(cè)試

試驗(yàn)中，Pb和抗生素等毒性比例混合[19，48-49]，共設(shè)計(jì)7個(gè)濃度梯度（相應(yīng)EC50值的0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2、1.4倍），以測(cè)定Pb和抗生素的混合物毒性。

試驗(yàn)使用毒性單位（Toxic unit，TU）法[50]，其計(jì)算方法如公式（1）所示。

式中：CXi為污染物X對(duì)發(fā)光菌的相對(duì)發(fā)光強(qiáng)度為50時(shí)的濃度，mg·L-1；EC50Xi為污染物X的EC50值，mg·L-1。當(dāng)TU＜0.8時(shí)，毒物之間為協(xié)同作用；當(dāng)0.8＜TU＜1.2時(shí)，毒物之間為簡(jiǎn)單的相加作用；當(dāng)TU＞1.2時(shí)，毒物之間為拮抗作用[51]。

1.2.3 聯(lián)合毒性模型預(yù)測(cè)

鑒于Pb和抗生素的毒性作用模式仍不清楚，為了更好地了解污染物之間的作用模式，本文假定污染物之間無相互作用，使用濃度相加模型（CA）與獨(dú)立作用模型（IA）來輔助分析污染物之間的聯(lián)合作用模式，并采用95%置信區(qū)間表征混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線（CRCs），以減少分析過程中的偶然誤差而導(dǎo)致對(duì)聯(lián)合作用的誤判。

濃度相加模型（CA）適用于評(píng)價(jià)各組分對(duì)受試生物具有相似毒性作用方式的混合體系聯(lián)合毒性，其定義式為[52]：

式中：ECx，mix為混合物導(dǎo)致x%抑制率時(shí)的濃度，mg·L-1；ECx，i是第i種組分導(dǎo)致x%抑制率的濃度，mg·L-1；pi表示第i種組分在混合物中所占的濃度分?jǐn)?shù)。

獨(dú)立作用模型（IA）適用于評(píng)價(jià)各組分對(duì)受試生物具有不同毒性作用模式的聯(lián)合毒性作用，其定義式為[52]：

式中：Emix表示預(yù)測(cè)的效應(yīng)范圍；ECx，i是第i種組分導(dǎo)致x%抑制率時(shí)的濃度，mg·L-1；pi表示第i種組分在混合物中所占的濃度分?jǐn)?shù)；fi表示第i種組分對(duì)發(fā)光菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線方程[30]。

將模型預(yù)測(cè)得到的EC50值與試驗(yàn)得到的EC50值進(jìn)行對(duì)比，比值記為相對(duì)百分比差異（Relative percent difference，RPD），可以通過RPD值來表征毒性預(yù)測(cè)模擬曲線的偏離程度。RPD值由公式（4）計(jì)算。

式中：EC50，model為預(yù)測(cè)模型擬合所得值，mg·L-1；EC50為試驗(yàn)所得值，mg·L-1。

1.2.4 統(tǒng)計(jì)分析方法

通過Origin 9.0軟件以Logistic為模型進(jìn)行擬合，得到濃度-劑量效應(yīng)曲線（Concentration-response curve，CRC），如公式（5）所示[18]：

式中：y為發(fā)光抑制率，%；x為污染物以10為底數(shù)的對(duì)數(shù)濃度，mg·L-1。p和logx0為方程的兩個(gè)常數(shù)。當(dāng)y取50時(shí)，x的值即為EC50值。通過相關(guān)系數(shù)（R2）來描述方程擬合的相關(guān)性。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬Pb的毒性效應(yīng)

圖1重金屬Pb對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線Figure 1 The fitted concentration-response curve of the single toxicity of heavy metal to Vibrio fischeri

表1濃度-劑量效應(yīng)曲線的擬合參數(shù)Table 1 The fitted parameters of the CRCsof heavy metal

重金屬Pb對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線如圖1所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表1所示。由圖1和表1可知，濃度-劑量效應(yīng)曲線的線性相關(guān)系數(shù)R2值大于0.99，表明重金屬Pb的濃度與其對(duì)費(fèi)氏弧菌的發(fā)光抑制率有著良好的相關(guān)性。徐恒蒲等[53]也通過明亮發(fā)光桿菌T3（Photobacterium phosphoreumT3）對(duì)Pb污染土壤浸提液的生物毒性進(jìn)行了測(cè)定，表明污染土壤的生物毒性與Pb含量表現(xiàn)出正相關(guān)性。

2.2 單一抗生素的毒性效應(yīng)

圖2 6種抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線Figure 2 The fitted concentration-response curvesof the single toxicity of six antibiotics to Vibrio fischeri

6種抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線如圖2所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表2所示。由圖2和表2可知，濃度-劑量效應(yīng)曲線R2值均大于0.91，表明6種抗生素的濃度與其對(duì)費(fèi)氏弧菌的發(fā)光抑制率正相關(guān)。P值范圍從0.799到1.498，表明費(fèi)氏弧菌對(duì)6種抗生素的敏感程度不同。而EC50可以反映污染物毒性大小，EC50越小，其毒性越大。根據(jù)表2的EC50值，6種抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的毒性依次為CTC（6.52 mg·L-1）＞OTC（21.40 mg·L-1）＞TC（29.19 mg·L-1）＞SD（87.38 mg·L-1）＞SMR（169.56 mg·L-1）＞SMZ（263.74 mg·L-1）。

宋雪薇等[54]研究了磺胺類抗生素和四環(huán)素類抗生素對(duì)大腸桿菌的生物毒性，結(jié)果表明四環(huán)素類抗生素的EC50值比磺胺類抗生素低一個(gè)數(shù)量級(jí)，意味著四環(huán)素類抗生素的毒性更強(qiáng)。González-Pleiter等[55]和Wollenberger等[56]也發(fā)現(xiàn)四環(huán)素類抗生素對(duì)小球藻和大型水蛭的毒性均比磺胺類抗生素強(qiáng)。本研究的結(jié)果表明，四環(huán)素類抗生素的毒性遠(yuǎn)高于磺胺類抗生素，與上述研究的結(jié)論一致。這種現(xiàn)象可能是由于發(fā)光菌與四環(huán)素類和磺胺類抗生素相互作用的機(jī)理不同。Deng等[57]的研究表明磺胺類抗生素會(huì)影響費(fèi)氏弧菌發(fā)光強(qiáng)度的受體蛋白，即LuxR蛋白。而四環(huán)素類抗生素是通過阻斷氨基酸和tRNA的結(jié)合來抑制與費(fèi)氏弧菌相關(guān)蛋白質(zhì)的合成，進(jìn)而影響發(fā)光強(qiáng)度[58]。

2.3 Pb-抗生素二元混合物的聯(lián)合毒性效應(yīng)

2.3.1 二元混合物聯(lián)合毒性

Pb-抗生素二元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線如圖3所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表3所示。由圖3和表3可知，擬合曲線的R2值均大于0.96，表明Pb-抗生素二元混合物的濃度與其對(duì)費(fèi)氏弧菌的發(fā)光抑制率相關(guān)。將混合物的EC50值與各組分的EC50值之和進(jìn)行比較，發(fā)現(xiàn)混合物的EC50值顯著低于其加和值，表明混合物組分之間可能存在協(xié)同效應(yīng)。Pb-抗生素二元混合物的TU值均小于0.8，也表明兩者之間具有協(xié)同效應(yīng)，重金屬Pb與6種抗生素的二元混合物的協(xié)同作用依次為Pb-CTC＞Pb-SD＞Pb-SMR＞Pb-OTC＞Pb-SMZ＞Pb-TC，與Broderius等[51]的研究相符合。盡管四環(huán)素單一存在時(shí)對(duì)費(fèi)氏弧菌呈現(xiàn)出更強(qiáng)的毒性，但是自然環(huán)境中多以混合污染物的形式出現(xiàn)，其聯(lián)合毒性可能會(huì)隨著存在方式的差異導(dǎo)致復(fù)合作用效應(yīng)的不同。

表2濃度-劑量效應(yīng)曲線的擬合參數(shù)Table 2 Fitting parameter values of concentration-dose effect curve

表3 Pb-抗生素二元混合物的聯(lián)合毒性及聯(lián)合作用Table 3 The observed joint toxicity and combined effect mode of binary mixtures of Pb-antibiotics

2.3.2 二元混合物聯(lián)合毒性的CA和IA模型預(yù)測(cè)

Pb-抗生素二元混合物的CA和IA模型預(yù)測(cè)曲線如圖4所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表4所示。由圖4和表4可知，Pb-抗生素的IA曲線偏離二元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線較大，而CA模型預(yù)測(cè)趨勢(shì)與二元混合物濃度-效應(yīng)曲線相似，且預(yù)測(cè)結(jié)果覆蓋實(shí)際測(cè)試的全部對(duì)數(shù)濃度及抑制率，表明相較于IA模型，CA模型預(yù)測(cè)Pb-抗生素二元混合物聯(lián)合效應(yīng)的準(zhǔn)確率更高。Deneer[59]評(píng)估了202個(gè)農(nóng)藥混合物，證實(shí)CA模型對(duì)混合物的聯(lián)合毒性預(yù)測(cè)更為準(zhǔn)確。Faust等[60]也發(fā)現(xiàn)CA模型更適合對(duì)混合物的毒性進(jìn)行預(yù)測(cè)。

圖3 Pb-抗生素二元混合物對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線Figure 3 The fitted concentration-response curves of the joint toxicity of binary mixtures of Pb-antibiotics to Vibrio fischeri

表4 Pb-抗生素二元混合物CA模型和IA模型預(yù)測(cè)的EC50值及RPD值Table 4 The predicted EC50 values of binary of Pb and antibiotics by the CA and IA models and the corresponding RPDvalues of the model curves and the CRCs

本文6種Pb-抗生素二元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線均位于CA曲線的左上方，表明二元混合物聯(lián)合毒性存在協(xié)同作用，與CA曲線模型相符，也與表3計(jì)算的TU值規(guī)律一致。進(jìn)一步分析RPD-CA可知，Pb-SMZ、Pb-SMR、Pb-SD的RPD-CA大于Pb-TC、Pb-OTC和Pb-CTC，表明Pb與四環(huán)素類抗生素之間的協(xié)同作用小于Pb與磺胺類抗生素，意味著Pb與四環(huán)素類抗生素的聯(lián)合毒性小于Pb與磺胺類抗生素的聯(lián)合毒性。

2.4 Pb-抗生素三元混合物的聯(lián)合毒性效應(yīng)

2.4.1 三元混合物聯(lián)合毒性

Pb-抗生素三元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線如圖5所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表5所示。由圖5和表5可知，濃度-劑量效應(yīng)曲線的R2值均大于0.97，表明Pb-抗生素三元混合物的濃度與發(fā)光菌發(fā)光強(qiáng)度的抑制率存在線性關(guān)系。Pb-OTC-SD的TU值大于0.8、小于1.2，表明三者之間具有相加效應(yīng)；其余Pb-抗生素三元混合物TU值均小于0.8，表明三者之間具有協(xié)同效應(yīng)，與Broderius等[51]的研究規(guī)律一致。

圖4 Pb-抗生素二元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線和CA、IA模型預(yù)測(cè)曲線Figure 4 The concentration-response curves of the binary mixtures of Pb-antibiotics and the predicted joint toxicity by the CA and IA model

Pb-OTC-SD表現(xiàn)為相加作用，推測(cè)可能是OTC與SD毒性大小在同一數(shù)量級(jí)，等毒性比例混合時(shí)濃度相差不大。同時(shí)由單一毒性測(cè)試可知，費(fèi)氏弧菌對(duì)OTC的敏感程度在3種四環(huán)素類抗生素中最弱，SD又與Pb的協(xié)同作用最強(qiáng)，故而SD抑制了OTC的部分毒性，導(dǎo)致在Pb-OTC-SD聯(lián)合作用時(shí)表現(xiàn)出簡(jiǎn)單相加作用。

2.4.2 三元混合物聯(lián)合毒性的CA和IA模型預(yù)測(cè)

Pb-抗生素三元混合物的CA和IA模型預(yù)測(cè)曲線如圖6所示，擬合的相關(guān)參數(shù)如表6所示。

由圖6和表6可知，CA模型可以預(yù)測(cè)Pb-抗生素三元混合物的聯(lián)合毒性，預(yù)測(cè)趨勢(shì)與三元混合物濃度-效應(yīng)曲線更為吻合，且預(yù)測(cè)結(jié)果能夠覆蓋實(shí)際測(cè)試的全部對(duì)數(shù)濃度及抑制率。而IA模型能更好地預(yù)測(cè)Pb-TC-SD、Pb-OTC-CTC、Pb-CTC-SMR、Pb-CTC-SD、Pb-SMR-SD的聯(lián)合毒性，可能是受到混合物中的組分?jǐn)?shù)少的影響，Villa等[61]的研究中也曾出現(xiàn)過類似現(xiàn)象。此外，本文所測(cè)試的15種三元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線均位于CA曲線的上方，表明三元混合物之間存在著協(xié)同或相加作用，與CA曲線模型相符，也與表5所計(jì)算的TU值一致。

表5 Pb-抗生素三元混合物的聯(lián)合毒性及聯(lián)合作用Table 5 The observed joint toxicity and combined effect mode of ternary mixtures of Pb-antibiotics

圖5 Pb-抗生素三元混合物對(duì)費(fèi)氏弧菌的濃度-劑量效應(yīng)曲線Figure 5 The fitted concentration-response curves of the joint toxicity of ternary mixtures of Pb-antibioticsto Vibrio fischeri

3 結(jié)論

本文以費(fèi)氏弧菌為受試生物，探究了重金屬Pb和6種抗生素的單一急性毒性與聯(lián)合毒性，并利用CA模型和IA模型進(jìn)行了聯(lián)合毒性的預(yù)測(cè)，結(jié)果表明：

（1）單一抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的毒性依次為CTC（6.52 mg·L-1）＞OTC（21.40 mg·L-1）＞TC（29.19 mg·L-1）＞SD（87.38 mg·L-1）＞SMR（169.56 mg·L-1）＞SMZ（263.74 mg·L-1）。由于四環(huán)素類抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的毒性均大于磺胺類抗生素，可推斷費(fèi)氏弧菌對(duì)于四環(huán)素類抗生素更為敏感。

表6 Pb-抗生素三元混合物CA模型和IA模型預(yù)測(cè)的EC50值及RPD值Table 6 The predicted EC50 values of ternary of Pb and antibiotics by the CA and IA models and the corresponding RPDvalues of the model curvesand the CRCs

（2）重金屬Pb和四環(huán)素類抗生素、磺胺類抗生素共存時(shí)，混合物的毒性急劇上升；其中Pb-抗生素二元混合物的TU值均小于0.8，表明兩者之間具有協(xié)同效應(yīng)；而除Pb-OTC-SD外其余Pb-抗生素三元混合物TU值均小于0.8，表明三者之間具有協(xié)同效應(yīng)；Pb-OTC-SD的TU值大于0.8、小于1.2，表明三者之間具有相加效應(yīng)。

圖6 Pb-抗生素三元混合物的濃度-劑量效應(yīng)曲線和CA、IA模型預(yù)測(cè)曲線Figure 6 The concentration-response curves of the ternary mixturesof Pb-antibiotics and the predicted joint toxicity by the CA and IA model

（3）CA模型相對(duì)于IA模型偏離濃度-劑量效應(yīng)曲線更小，能更好地預(yù)測(cè)重金屬Pb和四環(huán)素類抗生素、磺胺類抗生素混合物體系的聯(lián)合毒性，CA模型也更加實(shí)用。

（4）由6種抗生素對(duì)費(fèi)氏弧菌的EC50可知，磺胺類的毒性弱于四環(huán)素類，但Pb與磺胺類抗生素的協(xié)同作用大于Pb與四環(huán)素類抗生素。所以在Pb與抗生素共存的自然水環(huán)境中，磺胺類抗生素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)可能會(huì)超過四環(huán)素的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，值得關(guān)注。