孫鵬飛 ， 白 潔,2， 李巋然， 白曉巖， 田延昭， 趙陽國,2

(1.中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，山東 青島 266100； 2.中國海洋大學(xué)海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，山東 青島 266100；3.中國海洋大學(xué)海洋生命學(xué)院，山東 青島 266003)

多環(huán)芳烴(PAHs) 是分布于環(huán)境中具有潛在“三致”作用的有毒持久性有機污染物(Persistent Organic Pollutants, POPs)[7]。自然條件下PAHs很難降解，且水溶性較小，大部分進入水體的PAHs最終都被沉積物吸附，沉積物因此也成為PAHs的貯藏庫[8-9]。不同類型水體中沉積物PAHs含量存在差異，一般以港口、海灣、河口沉積物中PAHs含量較高[10]。PAHs對微生物的致毒機理主要由于細(xì)胞加氧酶分解PAHs的過程中會形成環(huán)氧化物、二酮等一些活性很高的親電中間體，激發(fā)態(tài)PAHs分子和環(huán)境中的分子反應(yīng)并產(chǎn)生單線態(tài)氧，超氧化物、自由基等活性中間體可引起脂質(zhì)過氧化，破壞細(xì)胞膜結(jié)構(gòu)和組成，造成RNA和DNA的氧化損傷，降低酶活性[11-12]。此外，PAHs的降解產(chǎn)物和未降解的PAHs也能對細(xì)胞造成毒害[13]。近年來，有不少關(guān)于PAHs對土壤和沉積物中反硝化菌及反硝化功能影響研究，表明PAHs的添加既可以降低環(huán)境中narG、nirK、nirS、nrfA和nosZ等反硝化功能菌的基因豐度及多樣性，又可以降低反硝化潛勢(PDA)，進而改變其群落結(jié)構(gòu)和功能[7,14-15]。

納米材料是指在三維尺度上至少有一維尺度小于100 nm的物質(zhì)，越來越多的納米材料應(yīng)用于國民經(jīng)濟各個行業(yè)中，產(chǎn)量越來越大[16]。由于納米材料具有高比表面積、非線性光學(xué)特性和催化特性等特殊物理化學(xué)性質(zhì)，使其成為環(huán)境污染物的高效吸附劑。納米銀(silver nanoparticles, AgNPs)是目前應(yīng)用最廣泛、發(fā)展最快的一類納米材料，由于獨特的抗菌特性廣泛用于傳統(tǒng)行業(yè)和一些新興領(lǐng)域。McGillicuddy等估計全球的每年納米銀的消耗量將超過360 t[17]。Gottschalk等通過模型預(yù)測歐洲、美國和瑞士各種類型沉積物中納米銀的濃度增長速度范圍分別為978～8 593、153～1 638和965～10 184 ng·kg-1·a-1[18]。目前，污水、污泥處理及排放區(qū)域的水生生態(tài)系統(tǒng)所受納米銀污染的生態(tài)風(fēng)險更為嚴(yán)峻，但隨著納米銀產(chǎn)品生產(chǎn)及排放量的增加，以及污水、污泥等向河口及海洋的大量排放，而Ag+在環(huán)境中具有持久性和生物積累效應(yīng)，對水生生物有很強的毒性，因此，河口及海洋生態(tài)系統(tǒng)也將面臨越來越大的生態(tài)風(fēng)險[18-19]。有研究表明納米銀可以顯著影響土壤及沉積物中細(xì)菌的生長、活性和群落多樣性[20-21]。納米銀顆粒及其釋放的離子因靜電吸引與細(xì)胞膜發(fā)生作用，破壞細(xì)胞膜完整性和流動性；納米銀也可以進入細(xì)胞內(nèi)部，破壞細(xì)胞結(jié)構(gòu)和DNA；納米銀顆粒和銀離子能替換酶中金屬離子而改變酶的三維構(gòu)象，造成其活性鈍化甚至失活[22]。研究發(fā)現(xiàn)納米材料的毒性不僅來自于其本身，還在于其與環(huán)境中其他污染物發(fā)生相互作用，進而影響這些污染物在環(huán)境中的歸趨和生物效應(yīng)[18]。戴朝霞等研究表明，多壁碳納米管和納米氧化鋅與菲(phenanthrene, Phe)復(fù)合可誘導(dǎo)鯽魚腦部和肝臟組織中自由基的生成，并使菲在魚腦、眼部和胚胎等部位富集量增加[23]。Schwab等研究發(fā)現(xiàn)碳納米材料吸附有機污染物敵草隆(herbicide diuron)，并與小球藻接觸后，使污染物局部暴露濃度增大、毒性作用增強[24]。

近岸(包括河口和海灣)區(qū)域污染物濃度大、種類復(fù)雜，納米材料與共存污染物間通過物理或者化學(xué)作用形成新的復(fù)合體，而形態(tài)和性質(zhì)等的差異會改變納米材料和共存污染物的毒性效應(yīng)[25]。此外，河口、海灣環(huán)境條件復(fù)雜多變，河口區(qū)域具有復(fù)雜的動力環(huán)境、物質(zhì)界面相互作用復(fù)雜、理化要素梯度變化大等特點，對于污染物的運輸和擴散具有重要影響。兩個區(qū)域不同的沉積物的組成、結(jié)構(gòu)、鹽度、氧化還原電位、有機質(zhì)、營養(yǎng)鹽等理化環(huán)境因子會影響PAHs和納米材料的毒性效應(yīng)。因此，準(zhǔn)確評估PAHs與納米材料復(fù)合污染物的環(huán)境影響就顯得十分重要。菲作為三環(huán)PAHs 的典型代表，近年來在膠州灣、東海等海域檢出率呈增高趨勢[26-27]。隨著納米銀的大量使用，部分納米銀通過不同方式進入河流，經(jīng)過河口區(qū)最終匯聚到海洋。大部分納米銀會沉降到沉積物中，停留在水柱中的僅占不到5%[18]。本文分別以菲和納米銀代表PAHs和納米材料，通過測定河口區(qū)和海灣區(qū)沉積物反硝化潛勢的變化，在確定菲和納米銀單一及復(fù)合作用時的半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)的基礎(chǔ)上，進一步采用濃度相加模型(concentration addition model, CA)、獨立作用模型(independence model, IA)和中效/聯(lián)合指數(shù)等效圖法(median effect/combination index-isobologram equation, CI)對二者復(fù)合作用及類型進行評價，并對評價方法進行了優(yōu)選，以期為準(zhǔn)確評估PAHs和米材料的環(huán)境危害提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 現(xiàn)場樣品采樣及預(yù)處理

于2017年7月在大沽河河口區(qū)的E站(36°10′07″N, 120°08′11″ E)和膠州灣內(nèi)的S站(36°07′37″N, 120°11′02″E)采集沉積物及水樣(見圖1)。用彼得森采泥器采集0～5 cm表層沉積物樣品于無菌朔料袋中密封，采集底層海水于無菌水樣瓶中。所有樣品低溫(4 ℃)保存立即帶回實驗室。將沉積物樣品充分混勻后過1 mm標(biāo)準(zhǔn)篩，水樣用0.22 μm無菌醋酸纖維膜過濾，用于實驗室模擬培養(yǎng)。分別使用氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀和電感耦合等離子體質(zhì)譜儀測定沉積物中菲和銀含量，E和S站菲含量分別為(0.035±0.003)和(0.041±0.004)mg/kg，銀含量分別為(0.028±0.004)ng和(0.019±0.002) mg/kg。本研究中沉積物菲和銀的背景值與實驗添加值相比可忽略不計。

1.2 復(fù)合毒性模擬培養(yǎng)試驗

模擬培養(yǎng)體系的建立：每個站位設(shè)置3個模擬培養(yǎng)實驗組，分別為納米銀添加組、菲添加組及菲和納米銀復(fù)合添加組，各實驗組設(shè)3個平行。污染物濃度的確定基于污染物單一作用預(yù)實驗，通過24 h實驗室模擬培養(yǎng)實驗獲得菲和納米銀單一作用于大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)沉積物反硝化潛勢的EC50，其中菲對河口區(qū)和灣內(nèi)的EC50分別為44.66和61.19 mg·kg-1，納米銀分別為112.97和147.47 mg·kg-1。各組污染物添加濃度分別為各自EC50的0、0.125、 0.25、 0.5、 0.75、1、2和5倍(見表1)。將菲溶解在丙酮中，加入到風(fēng)干沉積物中，得到菲濃度為 0(加入無菲的丙酮)、3.725、7.5、15、22.5、30、60和150倍EC50的母土，徹底混勻后，置于黑暗中過夜使丙酮揮發(fā)。添加C6H12O6和KNO3至經(jīng)0.22 μm濾膜過濾的原位海水，使其終濃度分別為22和20 mmol·L-1；將納米銀溶解在上述原位海水中，攪拌均勻并4℃超聲30 min，配制成納米銀濃度為0、0.125、0.25、0.5、0.75、1、2和5倍EC50的培養(yǎng)液。各濃度組實驗培養(yǎng)體系將上述沉積物和培養(yǎng)液按比例混合。

圖1 大沽河河口及膠州灣采樣站位Fig.1 Sampling stations in DRE and JZB

反硝化潛勢測定實驗：根據(jù)S?rensen和Magalhaes等的研究方法[29-30]，本文采取改進的乙炔(C2H2)抑制法測定沉積物反硝化潛勢(沉積物與添加海水比例為1∶1)。(1)納米銀添加組：15 g待測沉積物濕樣與15 mL添加有納米銀的營養(yǎng)鹽混合置于60 mL血清瓶中；(2)菲添加組：0.5 g母土、15 g待測沉積物濕樣與15 mL經(jīng)0.22 μm 濾膜過濾且添加C6H12O6和KNO3的原位海水混合置于60 mL血清瓶中；(3)菲和納米銀復(fù)合組：0.5 g母土、15 g待測沉積物濕樣及15 mL添加有納米銀的營養(yǎng)鹽混合置于60 mL血清瓶中。每個污染添加組分為C2H2添加組和未添加C2H2組，每組3個平行，利用丁基橡膠塞和鋁箔密封所有血清瓶，并用N2(1.5 atm)進行沖洗15 min，不停地?fù)u以保證排出沉積物和水中的氧氣，使整個培養(yǎng)環(huán)境處于厭氧狀態(tài)。然后將C2H2添加組瓶內(nèi)充入12 mL100%的C2H2氣體(20%，v/v)以阻止N2O被進一步還原為N2。C2H2沖入的時刻定為厭氧培養(yǎng)開始的時刻(t=0)，同時從C2H2添加組的培養(yǎng)瓶中取12 mL樣氣充入18 mL真空血清瓶中，然后將未添加C2H2組的培養(yǎng)瓶置于80 r·min- 1的恒溫振蕩器中，25 ℃避光培養(yǎng)24 h[31]。培養(yǎng)結(jié)束后從各培養(yǎng)瓶的頂空中抽取12 mL樣氣，充入18 mL真空血清瓶中用于N2O測定。液相中的N2O濃度根據(jù)Weiss等提出的溶解度公式計算得出[32]。添加C6H12O6和KNO3以防止C和N成為反硝化作用的限制因素，故本實驗N2O測量值表示在特定條件下的反硝化潛勢，反硝化潛勢由T0和T24時刻N2O濃度的變化率計算[14]。

表1 各實驗組污染物添加濃度Table 1 The concentrations of pollutants added to each experimental group /mg·kg-1

1.3 評價方法

本文選取固定濃度比例進行菲和納米銀二元復(fù)合毒性實驗，應(yīng)用CA、IA和CI法評價其對沉積物反硝化潛勢的毒性效應(yīng)。

1.3.1 濃度相加模型 通過以下方程將單個污染物對反硝化潛勢的抑制效應(yīng)轉(zhuǎn)化為毒性單位(toxic unit,TU)，

毒性單位法是濃度相加模型(concentration addition model, CA)的一種[33]。

TUi=Ci/EC50i。

(1)

式(1)中：Ci表示添加污染物的濃度，EC50表示引起沉積物反硝化潛勢抑制50%時污染物的濃度，i表示單個的污染物(菲或納米銀)。

本文選擇了改進的有毒單元模型評價復(fù)合毒性[30-31]。為了便于理解與使用，在毒性單元(TU)模型中，1TU表示單一污染物可以引起50%抑制效應(yīng)(EC50)的濃度值。因此，根據(jù)1.2中所選取污染物濃度表示預(yù)計混合物抑制沉積物反硝化潛勢相當(dāng)于0、0.25、0.5、1、15、2、4 和10TU(見表1)?；旌衔锏念A(yù)測毒性是各污染物毒性單位的和，毒性方程如下：

EC50Prediction=1/(a/EC50Phe+b/EC50AgNPs)，

(2)

(3)

式中：a和b分別是污染物菲和納米銀在混合污染物所占的重量比例，EC50prediction表示二元混合污染物預(yù)期引起50%效應(yīng)的濃度。CPhe和CAgNPs分別表示二元混合污染物引起50%效應(yīng)時菲和納米銀的濃度。EC50Phe和EC50AgNPs分別表示污染物菲和納米銀單一存在時引起50%效應(yīng)的濃度。TUcompare表示實際混合物EC50值與預(yù)測混合物EC50經(jīng)毒性單元轉(zhuǎn)化后的比。若TUcompare=1，表示混合物對反硝化潛勢的復(fù)合毒性效應(yīng)為濃度相加；TUcompare<1，表示為協(xié)同作用；TUcompare>1，表示為拮抗作用[34-35]。

1.3.2 獨立作用模型與應(yīng)用 本研究采用獨立作用模型(independence model, IA)來評價菲和納米銀對沉積物反硝化潛勢的復(fù)合毒性作用類型[36-37]。其數(shù)學(xué)表達(dá)式為：

(4)

E(Phe,AgNPs)=E(Phe)+E(AgNPs)-E(Phe)E(AgNPs)。

(5)

式中：E(Phe或AgNPs)為污染物納米銀或菲對反硝化潛勢的影響；E(Phe, AgNPs)為污染物復(fù)合作用對反硝化潛勢影響的預(yù)測值。復(fù)合污染對沉積物反硝化潛勢影響的觀測值與通過式(3)得到的理論預(yù)測值相比，比值為1時，即差異不顯著，為加合作用。如果比值小于1，則為協(xié)同作用；比值大于1，則為拮抗作用。

1.3.3 中效/聯(lián)合指數(shù)等效圖法 本研究采用中效公式(6)(median-effect equation)分析了菲和納米銀對沉積物反硝化潛勢的毒性效應(yīng)，該方法的一個重要特點是不需要了解每個污染物的毒性作用機制，并且還考慮到每個污染物的生物活性和劑量-效應(yīng)曲線的形狀[38]。

fa/(1-fa)=(C/EC50)m。

(6)

式中：fa表示某一污染物濃度為C時，反硝化潛勢的抑制率。EC50為反硝化潛勢抑制率為50%時污染物的濃度，m與劑量-效應(yīng)曲線的斜率相關(guān)，m=1、m>1 和m<1分別表示雙曲線型S型和反S型曲線。

對n種污染物的混合物產(chǎn)生x%效應(yīng)的聯(lián)合指數(shù)(CI)x(combination index, CI)可由公式(7)計算。

(7)

CI<1,CI=1,和CI>1分別表示協(xié)同作用、濃度相加和拮抗作用。相互作用程度根據(jù)Chou和Martin的推薦：CI值為0.85～0.9、0.7～0.85、0.3～0.7、0.1～0.3和小于0.1時，分別表示為輕微協(xié)同、中等協(xié)同、協(xié)同、強協(xié)同和極強協(xié)同作用[39]。

1.4 樣品測定

在現(xiàn)場利用便攜式氧化還原電位儀測定沉積物氧化還原電位(Eh)，使用YSI6600多參數(shù)水質(zhì)儀現(xiàn)場測定海水 pH、鹽度等環(huán)境參數(shù)。使用元素分析儀測定沉積物N(CE-440, USA)，利用燒灼失重率計算有機質(zhì)含量(OM)[40]，利用粒度分析儀測定沉積物粒度，沉積物含水率采用105 ℃烘干稱重法測定，使用QuAAtro營養(yǎng)鹽自動分析測定水體無機氮(DIN: NO3-, NO2-, NH4+)含量。2個站位水體和沉積物的主要環(huán)境參數(shù)見表2。N2O由配備了電子捕捉探測器的氣相色譜儀(日本Shimadzu GC-14B)進行測定，采用標(biāo)準(zhǔn)氣體做出的標(biāo)準(zhǔn)曲線進行N2O定量，該方法的檢測極限約為20 nmol·L-1N2O。

1.5 數(shù)據(jù)分析

污染物對沉積物反硝化潛勢的EC50值通過Sigma Plot 14.0(Jandel Corporation, CA, USA)軟件的Logistic回歸模型進行計算。利用計算機軟件CompuSyn (http://www.combosyn.com/)計算混合物及其各個組分的劑量反應(yīng)關(guān)系曲線參數(shù)、指數(shù)。采用SPSS 13. 0對試驗數(shù)據(jù)進行平均值計算、方差分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 單一及其復(fù)合污染對反硝化潛勢的影響

表2 兩個站位海水和沉積物的理化參數(shù)Table 2 Physical and chemical characteristics of water and sediment from the two stations

Note:①Seawater;②Potential of hydrogen;③Salinity;④Dissolved inorganic nitrogen；⑤Sediment;⑥Redox potential;⑦Organic matter;⑧Water content;⑨Total nitrogen;⑩Grain size distribution;Silt and clay;Fine sand;Medium sand;Very coarse sand;Gravel.

(污染物對PDA的EC50值通過“四參數(shù)Logistic曲線”(y=min+(max-min) / (1 +(x/EC50)Hillslope)(r2>0.97,P< 0.0001)進行擬合所得。Note:The fitting curve and the meanEC50value were obtained by applying “Four Parameter Logistic Curve”(y=min+(max-min)/(1+x/EC50Hillslope)to the relation of the pollutant concentration and PDA.)

圖2 菲、納米銀及其復(fù)合污染物對
2個站位沉積物反硝化潛勢的影響
Fig.2 Effects of Phe, AgNPs and their combined
pollutants on PDA of sediments at two stations

2.2 對沉積物反硝化潛勢的復(fù)合毒性效應(yīng)評價

在評價實際環(huán)境的時，不能以簡單疊加來判復(fù)合污染物的綜合毒性[55]。雖然CA和IA法是評價復(fù)合毒性的兩種經(jīng)典方法，但CA法適用于有相似作用的毒性物質(zhì)，用其評價不同作用模式的混合物時，可能導(dǎo)致混合物的毒性被高估[56]；而IA法適用于評價不同作用模式的混合物，但用于相似作用模式的混合物時，會導(dǎo)致低估混合物的毒性[57]。而CI法評價污染物間的相互作用可以忽略單個污染物的毒性作用機制[58]。由于菲和納米銀對反硝化菌的作用模式尚未可知，本研究采用了CA、IA和CI三種方法評價了菲與納米銀對反硝化作用的復(fù)合毒性效應(yīng)。

2.2.1 濃度相加模型 應(yīng)用濃度相加模型評價二元混合物的復(fù)合毒性效應(yīng)。復(fù)合污染條件下，E站位沉積物反硝化潛勢的EC50值為0.83 (0.80～0.84) TU，S站位沉積物反硝化潛勢EC50值為0.92 (0.91～0.93) TU (見表3)，表明菲和納米銀二元復(fù)合污染對2個站位沉積物反硝化潛勢均表現(xiàn)為協(xié)同作用。 TU法評價污染物復(fù)合毒性時，TU值接近1，表明污染物復(fù)合毒性有一定的濃度相加作用[34]。本研究中，2個站位引起50%毒性效應(yīng)的TU值均接近1，說明菲和納米銀二元復(fù)合污染對沉積物反硝化潛勢有一定的濃度相加作用，尤其是位于灣內(nèi)的S站。

2.2.2 獨立作用模型 運用獨立作用模型對菲和納米銀二元混合體系的復(fù)合毒性評價結(jié)果見表4。2個站位各實驗組的實際值E(Phe, AgNPs)均比預(yù)測值E(Phe, AgNPs)小，復(fù)合作用類型仍為協(xié)同作用。實際值E(Phe, AgNPs)與預(yù)測值E(Phe, AgNPs)的比值隨著污染物濃度的增加呈明顯降低趨勢，而比值越接近0，協(xié)同作用程度越大，本研究大沽河河口區(qū)各個實驗組的比值大于膠州灣內(nèi)，由此推斷，菲和納米銀對河口區(qū)的反硝化潛勢的協(xié)同作用程度強于膠州灣內(nèi)。

表3 濃度相加模型評價菲和納米銀對大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)沉積物反硝化潛勢的復(fù)合毒性Table 3 Combined toxicity of Phe and AgNPs on PDA in DRE and JZB estimated fromconcentration addition (CA)

2.2.3 中效/聯(lián)合指數(shù)等效圖法 圖3顯示了用CI法評價菲和納米銀對河口區(qū)和膠州灣內(nèi)沉積物反硝化潛勢抑制率CI值的變化趨勢。2個站位的CI值隨抑制率的增加均呈降低趨勢，E和S站CI值的范圍分別為0.44～0.71和0.61～0.82。菲和納米銀的二元混合物在2個站位的所有效應(yīng)下均表現(xiàn)出了協(xié)同作用，且在低效應(yīng)下表現(xiàn)為中等程度的協(xié)同作用，而隨著效應(yīng)的增強，協(xié)同作用程度增大，同時河口區(qū)的協(xié)同作用程度大于膠州灣內(nèi)。

本研究三種評價方法獲得菲和納米銀對反硝化作用的復(fù)合作用類型均為協(xié)同作用。鄒秋燕通過相加指數(shù)法評價了納米銀和苯酚對反硝化單菌NO3-—N還原速率的復(fù)合作用類型，發(fā)現(xiàn)苯酚與納米銀以不同比例復(fù)合污染下，兩者均表現(xiàn)為協(xié)同作用[59]。與本研究結(jié)果一致，菲和苯酚均為含苯環(huán)結(jié)構(gòu)的有機污染物，致毒機理相似，均能透過細(xì)胞壁并使細(xì)胞關(guān)鍵酶失活，導(dǎo)致細(xì)胞死亡。造成協(xié)同作用現(xiàn)象可能的一種解釋是Sikkema等提出的毒性作用麻醉假設(shè)，即PAHs與細(xì)菌細(xì)胞膜上的脂溶性化合物發(fā)生作用，進而影響到細(xì)胞膜的完整性和穿透性[60]。有研究表明在受PAHs污染的土壤中，重金屬容易穿透進入微生物細(xì)胞，從而影響到細(xì)胞的功能[61]。因此，PAHs的污染可能導(dǎo)致納米銀更穿透反硝化菌，從而影響反硝化酶的形成及其活性，抑制反硝化作用。

表4 獨立作用模型評價菲和納米銀對大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)沉積物反硝化潛勢的復(fù)合毒性Table 4 Combined toxicity of Phe and AgNPs on PDA in DRE and JZB estimated fromindependence action (IA)

圖3 大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)CI指數(shù)隨反硝化潛勢抑制率的變化趨勢Fig.3 Combination index plot of mixtures of compounds toward PDA in DRE and JZB

2.3 濃度相加模型、獨立作用模型和中效/聯(lián)合指數(shù)等效圖法的比較

不同評價方法對復(fù)合污染的評價結(jié)果可能會有差異，不同受試生物對同種污染物的敏感性也會因?qū)嶒灄l件、測定方法及受試生物機能狀況等因素而有所差異[62]。Chen等運用CA、IA和CI法評價氯菊酯和鎘搖蚊幼蟲的復(fù)合毒性效應(yīng)時，發(fā)現(xiàn)結(jié)果一致，均表現(xiàn)出拮抗作用[63]。而Chen等運用CA、IA和CI法研究農(nóng)藥殘留混合污染對蚯蚓聯(lián)毒性時，將預(yù)測結(jié)果與實際試驗觀察值比較，發(fā)現(xiàn)利用CI法預(yù)測的二元、三元混合物的復(fù)合效應(yīng)結(jié)果更為接近觀察值[64]。為了更好的驗證CA、IA和CI法在評價混合物對沉積物反硝化作用復(fù)合毒性的能力，本文利用三種方法對得到的混合物劑量效應(yīng)關(guān)系曲線進行了對比。圖4顯示了利用CA、IA和CI法預(yù)測的菲和納米銀組成的二元混合物對2個站位沉積物反硝化潛勢的劑量-效應(yīng)關(guān)系曲線及復(fù)合污染實驗的實際觀測值，結(jié)果顯示CA和CI法對兩個站位復(fù)合效應(yīng)的預(yù)測結(jié)果與實際觀測值均更為接近，且CI法比CA法的預(yù)測值更略為接近實際觀測值。由于CA和IA模型需要考慮污染物作用模式的限制，因此，整體而言，CI法較CA和IA法評價混合污染復(fù)合效應(yīng)的能力更強，在混合物復(fù)合毒性評價及風(fēng)險評估中不失為一種更有效的工具和方法。

圖4 三種方法評價菲和納米銀對河口區(qū)(a)和灣內(nèi)(b)反硝化潛勢影響的預(yù)測值與實際觀測值Fig.4 The actual value for expremental obervations and predicted value evaluted by three methods on effects of phenanthrene and AgNPs on PDA in DRE (a) and JZB (b)

3 結(jié)論

(1) 不同濃度水平的菲和納米銀單一及復(fù)合污染，均對大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)2個站位沉積物的反硝化潛勢具有抑制效應(yīng)，隨著污染物濃度的升高，抑制效應(yīng)增強。對反硝化潛勢的毒性效應(yīng)順序為：復(fù)合污染>菲>納米銀。

(2) 菲和納米銀及其復(fù)合污染對該河口區(qū)沉積物反硝化潛勢抑制效應(yīng)均比膠州灣內(nèi)強。這可能與大沽河河口區(qū)較膠州灣內(nèi)有較高的Eh和沉積物顆粒度，及較低的pH、鹽度和有機質(zhì)含量有關(guān)。

(3) 采用CA、IA和CI三種復(fù)合毒性評價方法評價菲和納米銀對大沽河河口區(qū)和膠州灣內(nèi)2個站位沉積物反硝化潛勢的復(fù)合毒性，均得出這兩種污染物具有協(xié)同作用的結(jié)果。但對比三種評價方法，認(rèn)為CI法較CA和IA法評價混合物復(fù)合效應(yīng)的能力更強、更有效。