劉潔雪，梁 蕭，覃禮堂,2*，莫凌云,3,，梁延鵬,3，曾鴻鵠,2，袁星義

1. 桂林理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣西 桂林 541004

2. 桂林理工大學(xué), 廣西環(huán)境污染控制理論與技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室科教結(jié)合科技創(chuàng)新基地, 廣西 桂林 541004

3. 桂林理工大學(xué), 巖溶地區(qū)水污染控制與用水安全保障協(xié)同創(chuàng)新中心, 廣西 桂林 541004

4. 自然資源部南方石山地區(qū)礦山地質(zhì)環(huán)境修復(fù)工程技術(shù)創(chuàng)新中心, 廣西 南寧 530022

有機(jī)磷農(nóng)藥(organophosphorus pesticides，OPs)是一種含磷元素的有機(jī)化合物農(nóng)藥，是我國目前生產(chǎn)和使用量最大的一類農(nóng)藥[1]. 在其生產(chǎn)和使用過程中，殘留的農(nóng)藥會(huì)隨著雨水、地表徑流滲入地下水體，對(duì)環(huán)境水體造成污染，危害人類健康[2]. 磺胺類藥物(sulfonamide antibiotics，SAs)是以對(duì)氨基苯磺酰胺為基本化學(xué)結(jié)構(gòu)的一類合成抗菌藥物，其種類繁多，用于預(yù)防和治療細(xì)菌感染性疾病，是重要的人獸共用藥物[3-4]. 大多磺胺類藥物以原藥或代謝產(chǎn)物(氧化產(chǎn)物、共軛態(tài)、水解產(chǎn)物等)形式隨糞便和尿液等排泄物排入水體等環(huán)境中. 由于其持續(xù)性進(jìn)入水體，已對(duì)水環(huán)境造成污染[5-6].

漓江流域?qū)儆诘湫涂λ固氐貐^(qū)，近年來隨著城市化進(jìn)程、農(nóng)業(yè)現(xiàn)代化和旅游業(yè)的快速發(fā)展，漓江流域生態(tài)環(huán)境壓力倍增，維持區(qū)域較低的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平對(duì)流域可持續(xù)發(fā)展至關(guān)重要[7-8]. 自21世紀(jì)以來，漓江水質(zhì)變差、枯水期變長且水面萎縮，兩岸自然景觀退化. 高振剛等[9]在桂林市漓江流域的會(huì)仙巖溶濕地水體中共檢出14種OPs，總濃度范圍在nd(未檢出)～182.590 ng/L之間，平均值為7.932 ng/L. Qin等[10]在會(huì)仙巖溶濕地水體中共檢出10種SAs，檢出目標(biāo)物質(zhì)的平均濃度總和在時(shí)間上呈現(xiàn)出枯水期＞平水期＞豐水期，各物質(zhì)平均濃度之和分別在14.13～62.57、4.49～123.43、8.03～61.50 ng/L. 在我國多個(gè)流域檢出磺胺嘧啶和磺胺甲惡唑[11-14]，珠江流域檢出濃度分別為nd～20.30和9.40～845.0 ng/L，海河流域檢出濃度分別為4.90～53.60 和2.18～259.60 ng/L[15]. 在珠江和海河流域也檢出敵敵畏、內(nèi)吸磷、樂果、甲基對(duì)硫磷和馬拉硫磷[16]，在珠江的檢出濃度分別為nd～24.0、nd～124.0、nd～28.8、nd～3.1和nd～216.0 ng/L，在海河的檢出濃度分別是10～50、nd～50、nd～220、nd～160、10～130 ng/L[17]. OPs和SAs在我國各流域中被廣泛報(bào)道，但在漓江這些污染物的污染特征和生物效應(yīng)缺乏報(bào)道，且環(huán)境濃度下OPs和SAs多以混合污染物存在[18]，聯(lián)合效應(yīng)是否發(fā)生協(xié)同或拮抗作用仍不清晰.

在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，需要分析測量確定目標(biāo)污染物的檢測環(huán)境濃度(MEC)，或通過計(jì)算獲得預(yù)測環(huán)境濃度(PEC). MEC或PEC是生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的必要數(shù)據(jù)，其數(shù)值影響評(píng)價(jià)結(jié)果. 此外，污染物的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)對(duì)評(píng)估結(jié)果產(chǎn)生重要影響，其數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確性和可靠性在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中起著關(guān)鍵作用. 在許多生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究中，通常從文獻(xiàn)或數(shù)據(jù)庫中收集原始生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)，如半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)、半數(shù)致死濃度(LC50)、無觀測效應(yīng)濃度(NOEC)、5%有害濃度(HC5)，以確定特定污染物的預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNEC). 已有研究[19]發(fā)現(xiàn)，每個(gè)污染物的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)不同，部分原因是其使用了各種不同的端點(diǎn)、測試時(shí)間和物種.即使相同的物種和相同的測試終點(diǎn)，推導(dǎo)的PNEC數(shù)值也存在較大差異. 這些問題意味著，如果數(shù)據(jù)不恰當(dāng)(如使用了錯(cuò)誤的端點(diǎn)或試驗(yàn)動(dòng)物、試驗(yàn)技術(shù)不夠嚴(yán)格)，或使用不同來源的原始生態(tài)毒性數(shù)據(jù)會(huì)導(dǎo)致不同的PNEC值，即使用相同的MEC或PEC計(jì)算，最終也會(huì)得出不同的風(fēng)險(xiǎn)水平. 此外，由于特定混合物的毒性試驗(yàn)數(shù)據(jù)缺乏，現(xiàn)有混合物生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估大多采用單一物質(zhì)的風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行相加，這有可能低估或高估實(shí)際混合物的風(fēng)險(xiǎn). 因此，需要開展OPs和SAs混合物的毒性測試及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估.

該研究評(píng)估環(huán)境濃度下OPs和SAs混合物對(duì)初級(jí)生產(chǎn)者蛋白核小球藻的聯(lián)合毒性，并比較基于單一污染物風(fēng)險(xiǎn)熵與基于混合物風(fēng)險(xiǎn)熵對(duì)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的影響. 以漓江流域桂林市區(qū)段中多種OPs和SAs為例，計(jì)算OPs和SAs不同來源的PNEC數(shù)值，利用風(fēng)險(xiǎn)熵值(RQ)[20]進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，研究不同PNEC值下對(duì)應(yīng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果.

1 材料與方法

1.1 標(biāo)準(zhǔn)品與試劑

16種OPs (甲胺磷、乙酰甲胺磷、氧樂果、敵敵畏、久效磷、樂果、滅線磷、敵百蟲、對(duì)硫磷、辛硫磷、水胺硫磷、三唑磷、氯唑磷、殺撲磷、馬拉硫磷和毒死蜱)和9種SAs (磺胺嘧啶、磺胺吡啶、磺胺甲基嘧啶、磺胺二甲嘧啶、磺胺甲氧噠嗪、磺胺甲惡唑、磺胺氯噠嗪、甲氧芐啶、磺胺喹啉)均購于德國Dr. Ehrenstorfer GmbH公司，純度均大于95%；甲醇、乙酸、乙腈均購于德國Merck公司；丙酮、乙酸乙酯、二氯甲烷均購于美國FISHER公司；乙酸銨購于阿拉丁；蛋白核小球藻購自中國武漢水生生物研究所淡水藻種庫(FACHB)，編號(hào)FACHB-5.

1.2 研究區(qū)域和采樣

以漓江流域桂林市區(qū)段的OPs和SAs為研究對(duì)象，分別于2019年10月(平水期)、2020年3月(枯水期)、2020年7月(豐水期)進(jìn)行水樣采集，采樣點(diǎn)分布見圖1，共10個(gè)采樣點(diǎn)(S1～S10). 采樣區(qū)域從北面的南洲大橋至南面的相思江流域，途徑東鎮(zhèn)、解放橋、漓江橋、凈瓶山大橋和上窯，干流水從東鎮(zhèn)分支流至小東江，最后于凈瓶山大橋處與干流水匯合，桃花江支流從漓江橋處注入主干流，另一條經(jīng)奇峰河與主干流匯合. 采樣過程嚴(yán)格遵循HJ 495-2009《水質(zhì)采樣方案設(shè)計(jì)技術(shù)規(guī)定》. 每個(gè)采樣點(diǎn)采集3個(gè)平行水樣，每個(gè)水樣采集2 L置于棕色玻璃瓶中，現(xiàn)場加入10 mL甲醇助溶，用稀鹽酸調(diào)節(jié)pH在3～5之間，于4 ℃冰箱中避光保存，采樣結(jié)束后立即運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，48 h內(nèi)完成前處理.

1.3 樣品前處理

1.3.1 有機(jī)磷農(nóng)藥前處理

取500 mL經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后水樣，調(diào)節(jié)pH至3～5. 固相萃取采用活性炭柱-高效液相色譜柱串聯(lián)，上樣前依次用10 mL丙酮-二氯甲烷(體積比為8∶2)、10 mL甲醇和10 mL超純水活化萃取小柱，水樣再以3 mL/min流速過柱，上樣結(jié)束后用10 mL超純水淋洗萃取柱，在氮?dú)庀赂稍?0 min，然后將兩柱分開，用12 mL丙酮-二氯甲烷(體積比為8∶2)洗脫HLB柱，12 mL甲醇(含5 mmol/L乙酸銨)洗脫活性炭柱，最后將兩種洗脫液混合，在氮?dú)庀麓抵两桑詈笥眉状寂c0.1%甲酸水(體積比為75∶25)定容至1 mL，過0.22 μm濾膜后，置于棕色進(jìn)樣瓶中，待上機(jī)測定.

1.3.2 磺胺類抗生素前處理

取500 mL經(jīng)0.45 μm濾膜過濾后水樣，調(diào)節(jié)pH至6. 固相萃取采用HLB柱，上樣前依次用5 mL乙酸乙酯-甲醇(體積比為1∶1)、5 mL氨水-甲醇(體積比為3∶100)溶液，5 mL超純水活化萃取柱，水樣再以3 mL/min流速過柱，上樣結(jié)束后以6 mL的超純水淋洗萃取柱，在氮?dú)庀赂稍?0 min，再依次用5.5 mL乙酸乙酯-甲醇(體積比為1∶1)、5 mL氨水-甲醇(體積比為3∶100)溶液進(jìn)行洗脫，在氮?dú)庀麓抵两?，最后?0%甲醇溶液定容至1 mL，過0. 22 μm濾膜后，置于棕色進(jìn)樣瓶中，待上機(jī)測定.

1.4 污染物測定方法

OPs和SAs抗生素均采用超高效液相色譜三重四級(jí)桿質(zhì)譜聯(lián)用儀(UPLC-MS/MS)測定[21]. 色譜條件: 色譜柱采用ACQUIT BEH C18柱(2.1 mm×100 mm，1.7 μm)；進(jìn)樣量2 μL，流速0.3 mL/min，柱溫40 ℃. 流動(dòng)相A為0.1%甲酸水溶液，流動(dòng)相B為甲醇，其中OPs洗脫梯度程序如下：0～2 min，20%流動(dòng)相B；2～4.5 min，20%～86%流動(dòng)相B；4.5～8 min，86%～90%流動(dòng)相B；8～9 min，90%～20%流動(dòng)相B；9～11 min，20%流動(dòng)相B. SAs洗脫程序如下：0～1 min，10%～12%流動(dòng)相B；1～7 min，12%～50%流動(dòng)相B；7～10 min，50%～70%流動(dòng)相B；10～10.1 min，70%～10%流動(dòng)相B，10.1～12 min，10%流動(dòng)相B. 質(zhì)譜條件：采用正離子掃描(ESI+)，多反應(yīng)監(jiān)測模式(MRM)；離子源溫度150 ℃；脫溶劑溫度600 ℃；脫溶劑流速1 000 L/h，其中OPs毛細(xì)管電壓為0.5 kV，SAs毛細(xì)管電壓為2.94 kV.

1.5 毒性測定及數(shù)據(jù)擬合

蛋白核小球藻購自中國武漢水生生物研究所淡水藻種庫(FACHB)，編號(hào)為FACHB-5. 該藻采用BG11培養(yǎng)基[22]放入恒溫光照培養(yǎng)箱中，于22 ℃、照度3 000 lx和光暗比12 h∶12 h條件下培養(yǎng)[23]. 先取5 mL藻種液于250 mL錐形瓶中于弱光下培養(yǎng)2～3 d，再傳代培養(yǎng)20～30 d后，可用于毒性試驗(yàn). 采用藻類微板毒性分析法進(jìn)行污染物毒性測試[24]，具體步驟如圖2所示. 以透明96孔微孔板作為載體，在微孔板四周一共36個(gè)孔中加入300 μL超純水，以防止產(chǎn)生邊緣效應(yīng)；剩下60個(gè)孔的第2、6、7和11列一共24個(gè)孔中分別是空白對(duì)照組，空白對(duì)照組加入與試驗(yàn)組相同含量的助溶劑（DMSO）（難溶解的化合物，用對(duì)蛋白核小球藻毒性小的體積濃度不超過5‰的DMSO溶解）；第3列以及第8列的6個(gè)孔分別加入按確定好的稀釋因子設(shè)計(jì)的12個(gè)不同濃度的目標(biāo)污染物100 μL；第4和5列為第3列的平行試驗(yàn)，第9和10列為第8列的平行試驗(yàn)，然后在除四周外的60個(gè)孔中均加入100 μL已稀釋好的藻液，使各孔的試液總體積為200 μL；每個(gè)濃度至少重復(fù)3塊板，蓋上透明蓋板密封，靜置15 min，將板置于多功能酶標(biāo)儀中測定光密度值(OD)，暴露時(shí)間為0 h；然后將測定后的板置于光照培養(yǎng)箱中培養(yǎng)，培養(yǎng)溫度為22 ℃，光照度2 000～3 000 lx，光暗周期12 h∶12 h；每天定時(shí)將微板交叉調(diào)換位置2～4次，使之光照均勻，待達(dá)96 h時(shí)再次測定其OD值，并由此計(jì)算對(duì)應(yīng)時(shí)間點(diǎn)的目標(biāo)化合物對(duì)蛋白核小球藻的生長抑制率(I)，計(jì)算公式：

圖2 毒性試驗(yàn)主要步驟Fig.2 The main steps of toxicity experiment

式中，I為污染物對(duì)蛋白核小球藻的生長抑制率，%；ODti為i時(shí)刻污染物試驗(yàn)組t的藻液OD值，ODki為i時(shí)刻空白對(duì)照組k的藻液OD值（i=0，1，2，···，96）.采用的兩參數(shù)非線性函數(shù)Weibull〔見式(2)〕和Logit〔見式(3)〕對(duì)濃度-抑制率數(shù)據(jù)進(jìn)行非線性最小二乘擬合，選擇確定系數(shù)(R2)最大或均方根誤差(RMSE)最小者為最優(yōu)擬合函數(shù)[25].

式中：α、β分別為Weibull和Logit的位置與斜率；c為單個(gè)污染物或混合物的濃度，mol/L.

1.6 混合物毒性評(píng)估

為了更加客觀準(zhǔn)確地分析混合物毒性相互作用，同時(shí)采用了參考模型：濃度加和(CA)〔見式(4)〕和獨(dú)立作用(IA)〔見式(5)〕評(píng)估混合毒性[26]. 如果混合物毒性偏離了參考模型CA或IA的預(yù)測結(jié)果，則認(rèn)為混合物發(fā)生了毒性相互作用(協(xié)同或拮抗作用)[27].

式中：ECx,Mix為混合物產(chǎn)生x%效應(yīng)時(shí)對(duì)應(yīng)的效應(yīng)濃度，mol/L；ECx,r為第r組分單獨(dú)存在時(shí)產(chǎn)生x%效應(yīng)時(shí)對(duì)應(yīng)的效應(yīng)濃度，mol/L；pr為第r個(gè)組分的摩爾濃度比；x為混合物效應(yīng)，%；fr為第r個(gè)組分的濃度-效應(yīng)曲線(CRC)最佳擬合函數(shù).

為了定量評(píng)估混合物的毒性相互作用，利用模型偏移率(MDR)〔見式（6）〕進(jìn)行定量評(píng)估，MDR置信區(qū)間上限(MDRUpper)和下限(MDRLower)的計(jì)算見式（7）（8）.

式中：ECx,pred為某指定效應(yīng)下參考模型CA或IA預(yù)測的效應(yīng)濃度，mol/L；ECx,obs為指定效應(yīng)下開展的試驗(yàn)濃度，mol/L；ECx,Upper與ECx,Lower分別為試驗(yàn)濃度的上限和下限，mol/L. 在混合物指定效應(yīng)下，MDRLower＜MDR＜ MDRUpper為加和作用；MDR＜ MDRLower為拮抗作用；MDR＞ MDRUpper為協(xié)同作用.

1.7 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

利用混合物風(fēng)險(xiǎn)商對(duì)研究區(qū)域內(nèi)的混合污染物進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，計(jì)算公式[28]如下:

式中：PNECm為預(yù)測無效應(yīng)濃度，ng/L；MECm為環(huán)境檢測濃度，ng/L；RQm為單一物質(zhì)風(fēng)險(xiǎn)熵值；RQMix為混合物風(fēng)險(xiǎn)熵值，即單一污染物風(fēng)險(xiǎn)熵之和. 當(dāng)RQMix＞ 1時(shí)，污染物可能造成高風(fēng)險(xiǎn)，當(dāng)0.1 ＜RQMix＜ 1時(shí)，判斷為污染物可能造成中風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)0.01 ＜RQMix＜ 0.1時(shí)，污染物可能造成低風(fēng)險(xiǎn)；當(dāng)RQMix＜ 0.01時(shí)，污染物無風(fēng)險(xiǎn)[29].

為比較不同PNEC對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果的影響，PNEC通過如下方式計(jì)算得出：①利用文獻(xiàn)中收集的單一物質(zhì)EC50值除以風(fēng)險(xiǎn)因子經(jīng)驗(yàn)值(AF，該研究取1 000[20])；②通過蛋白核小球藻測試單一物質(zhì)及其混合物的毒性，獲取EC50值后除以AF；③通過蛋白核小球藻單一污染物物質(zhì)及其混合物的毒性，計(jì)算無觀測效應(yīng)濃度NOEC，以該數(shù)值作為PNEC. 通過不同的PNEC數(shù)值得出不同的RQ值，比較不同方法下目標(biāo)污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).

2 結(jié)果與討論

2.1 OPs和SAs在漓江流域桂林市區(qū)段隨時(shí)間的分布規(guī)律

以16種OPs和9種SAs為目標(biāo)污染物，在漓江流域桂林市區(qū)段共檢出2種OPs〔敵百蟲(TRC)、毒死蜱(CHP)〕和3種SAs〔磺胺甲基嘧啶(SMR)、磺胺二甲嘧啶(SM2)、磺胺甲惡唑(SMZ)〕. 研究區(qū)內(nèi)不同時(shí)期SAs和OPs殘留濃度如圖3所示. 不同時(shí)期下SAs和OPs殘留濃度具有明顯差異，SAs濃度呈豐水期＞平水期＞枯水期的特征，這與孫凱[30]對(duì)洪澤湖的研究相似. 而OPs則與總體表現(xiàn)相反，枯水期＞平水期＞豐水期. SAs的豐水期濃度較高可能是由于夏季處于魚苗和牲畜快速生長期，SAs使用量較大，夏季強(qiáng)降雨將漓江周邊SAs隨地表徑流及各支流匯集到漓江干流中，同時(shí)原來吸附于沉積物中的SAs，也由于急流的擾動(dòng)被重新釋放到上層水中[31]. 在枯水期和平水期降雨稀少，地表難以形成有效徑流，漓江各支流水量銳減甚至部分支流斷流，使得SAs來源途徑減少，使得平水期和枯水期殘留濃度低于豐水期. 對(duì)于OPs，枯水期多為病蟲害多發(fā)季節(jié)，而漓江沿岸農(nóng)業(yè)活動(dòng)使得OPs在該季節(jié)使用量增加，最終導(dǎo)致OPs在枯水期的殘留濃度高于豐水期和平水期.

圖3 研究區(qū)河流中各組分OPs和SAs在不同時(shí)期的檢出濃度Fig.3 The detected concentrations of each OPs and SAs in the rivers of the study area at different periods

2.2 OPs和SAs在漓江流域桂林市區(qū)段的空間分布規(guī)律

OPs和SAs在不同采樣點(diǎn)的濃度水平見圖4. 由圖4可知，SMR在S1采樣點(diǎn)(南洲大橋)和TRC在S2采樣點(diǎn)(東鎮(zhèn))的濃度顯著高于其他地方，其主要原因可能是該采樣點(diǎn)分布的農(nóng)業(yè)活動(dòng)，SMR和TRC使用量較大，最終隨地表徑流匯入漓江流域；在S10采樣點(diǎn)(相思江)中，SAs和OPs濃度總體較高，由于該采樣點(diǎn)的河流與會(huì)仙濕地水體相連接，而會(huì)仙濕地水體中檢測出高濃度的SAs和OPs[9-10]，從而導(dǎo)致該采樣點(diǎn)的SAs和OPs濃度水平較高.

圖4 漓江流域桂林市區(qū)段5種污染物殘留濃度Fig.4 Residual concentrations of 5 pollutants in Guilin section of Lijiang River Basin

2.3 OPs和SAs在漓江流域桂林市區(qū)段的殘留特征

漓江流域桂林市區(qū)段中OPs和SAs的濃度水平見表1. OPs濃度檢出范圍為nd～27.34 ng/L，平均值為7.78 ng/L. SAs濃度檢出范圍為0.99～53.45 ng/L，平均值為18.24 ng/L. 3種SAs檢出率均為100 %，最大檢出濃度為20.6 ng/L (SMR)，2種OPs檢出率分別為55.70 %和47.56 %，最大檢出濃度為17.20 ng/L (TRC).SAs和OPs被檢出可能由于漓江干流周圍遍布大量居民區(qū)、農(nóng)業(yè)種植區(qū)以及養(yǎng)殖業(yè)等，使得SAs隨生活污水、養(yǎng)殖廢水和農(nóng)田徑流等多種形式進(jìn)入漓江.

表1 漓江流域桂林市區(qū)段中OPs和SAs的濃度水平及檢出率和濃度-效應(yīng)曲線的擬合參數(shù)Table 1 The concentration levels, detection rates and fitting parameters of OPs and SAs in Guilin section of Lijiang River Basin

2.4 單一污染物及其混合物對(duì)蛋白核小球藻的毒性效應(yīng)

使用Weibull、Logit函數(shù)擬合5種OPs和SAs對(duì)蛋白核小球藻96 h的濃度-效應(yīng)數(shù)據(jù)，參數(shù)(回歸參數(shù)α和β值，統(tǒng)計(jì)參數(shù)R2和RMSE)見表1，所有R2值均大于0.95、RMSE值均小于0.07，表明擬合質(zhì)量的可靠性較高. 5種污染物的濃度-效應(yīng)擬合曲線(CRC)如 圖5所示. 以EC50作為毒性指標(biāo)，EC50的數(shù)值越大，毒性越大[32]，則5種有機(jī)磷農(nóng)藥和磺胺類抗生素對(duì)蛋白核小球藻的毒性表現(xiàn)為SM2＞TRC＞SMR＞SMZ＞CHP.

在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，為了估計(jì)最壞的情況，常以污染物的最大檢測濃度計(jì)算. 為此，該研究將漓江流域桂林市區(qū)段的5種污染物最大濃度作為混合物固定濃度配比，依照此濃度比例配制混合物母液，設(shè)計(jì)從低濃度至高濃度共12個(gè)濃度點(diǎn)(12個(gè)濃度點(diǎn)的混合物組分比例不變)，以藻類微板毒性分析法測試該混合物對(duì)蛋白核小球藻的96 h毒性. 混合物對(duì)蛋白核小球藻的CRC及其CA、IA預(yù)測關(guān)系見圖5，因CA與IA模型的預(yù)測曲線接近，利用IA模型計(jì)算的混合物在1%～26%效應(yīng)(試驗(yàn)測得最大抑制效應(yīng)為26 %)范圍的MDR數(shù)值，定量評(píng)估混合物的毒性相互作用大小，結(jié)果如圖6所示.

圖5 5種污染物及污染物CRC曲線Fig.5 CRC curves of 5 pollutants andmixture

由圖6可知，低于5 %效應(yīng)(4.62×10-8mol/L)下，MDR值處于置信區(qū)間內(nèi)，即呈現(xiàn)出加和作用. OPs和SAs在環(huán)境最高混合濃度下(2.97×10-10mol/L)，對(duì)蛋白核小球藻產(chǎn)生的效應(yīng)為1.88 %，在該環(huán)境濃度下混合物的聯(lián)合作用表現(xiàn)為加和作用. 協(xié)同作用發(fā)生在5%～19% (8.19×10-5mol/L)之間，隨著混合濃度和效應(yīng)值增加，協(xié)同作用增大，協(xié)同作用最大發(fā)生在18%效應(yīng)(5.87×10-5mol/L)下，MDR值為0.57(MDRUpper=1.21，MDRLower=0.68)；在19%～21%(1.53×10-4mol/L)效應(yīng)范圍混合物呈現(xiàn)加和效應(yīng). 當(dāng)效應(yīng)值為21%～26%(6.19×10-4mol/L)時(shí)，MDR值處于置信區(qū)間上方，即呈現(xiàn)拮抗作用，且隨著混合濃度和效應(yīng)值增加，拮抗作用逐漸增大. 因此，OPs和SAs五元混合物的聯(lián)合毒性在1%～26%效應(yīng)范圍(濃度范圍為1.19×10-11～6.19×10-4mol/L)內(nèi)呈現(xiàn)加和效應(yīng)、協(xié)同作用和拮抗作用，且在效應(yīng)范圍內(nèi)呈現(xiàn)低效應(yīng)加和、高效應(yīng)拮抗作用，在混合物的環(huán)境濃度下對(duì)蛋白核小球藻產(chǎn)生加和效應(yīng). 曾莎莎等[33]研究表明OPs混合污染物對(duì)蛋白核小球藻呈現(xiàn)加和作用的原因是混合物毒性并沒有明顯的組分濃度比依賴性. 王滔等[34]在研究三嗪類農(nóng)藥復(fù)合污染物對(duì)蛋白核小球藻的聯(lián)合毒性時(shí)，混合物的毒性相互作用整體上呈從加和作用向協(xié)同作用轉(zhuǎn)變，與該研究結(jié)果大致相同.

圖6 基于IA模型的混合物MDR值Fig.6 Mixture MDR values based on IA model

2.5 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估

該研究從相關(guān)文獻(xiàn)[10,35]中獲得單一物質(zhì)對(duì)藻類的96 h毒性數(shù)據(jù)，通過試驗(yàn)得到5種污染物對(duì)蛋白核小球藻的毒性數(shù)據(jù). 評(píng)估單一污染物時(shí)，通過文獻(xiàn)EC50、該試驗(yàn)EC50和該試驗(yàn)NOEC共3種方法確定污染物PNEC，進(jìn)而計(jì)算單一污染物風(fēng)險(xiǎn)熵值，以目標(biāo)污染物檢出濃度平均值和最高值作為MEC進(jìn)行評(píng)估，結(jié)果如圖7所示. 利用試驗(yàn)單一污染物NOEC值代替PNEC值確定的RQ值過小，圖7顯示了前2種方法得出的RQ值. 在平均檢出濃度和最高檢出濃度下，單一目標(biāo)污染物通過3種方式計(jì)算得到的結(jié)果RQ值具有明顯差別，但對(duì)蛋白核小球藻均表現(xiàn)為無風(fēng)險(xiǎn). 在最高濃度下評(píng)估混合物風(fēng)險(xiǎn)，通過文獻(xiàn)EC50、該試驗(yàn)EC50和該試驗(yàn)NOEC三種方式計(jì)算得到的混合風(fēng)險(xiǎn)熵值分別為0.006 3、0.006 0和0.000 02，即從單一物質(zhì)的PNEC計(jì)算混合物風(fēng)險(xiǎn)值均小于0.01，對(duì)蛋白核小球藻無生態(tài)風(fēng)險(xiǎn). 利用混合物毒性試驗(yàn)的EC50和NOEC進(jìn)行評(píng)估時(shí)，混合風(fēng)險(xiǎn)熵值分別為0.153和0.845，均處于中風(fēng)險(xiǎn). 因此，利用單一污染物對(duì)混合污染物進(jìn)行評(píng)估，低估了混合污染物實(shí)際風(fēng)險(xiǎn)，通過混合物毒性試驗(yàn)可以更加準(zhǔn)確地確定混合物污染風(fēng)險(xiǎn).

圖7 不同方式計(jì)算的RQ值Fig.7 The RQ values with different methods

不同采樣點(diǎn)在豐水期、平水期和枯水期分別使用不同PNEC計(jì)算混合風(fēng)險(xiǎn)熵值，風(fēng)險(xiǎn)熵值計(jì)算方法依次是：獲得文獻(xiàn)中EC50計(jì)算、試驗(yàn)單一目標(biāo)物EC50計(jì)算、試驗(yàn)單一目標(biāo)物NOEC代替、試驗(yàn)?zāi)繕?biāo)混合物EC50計(jì)算、試驗(yàn)?zāi)繕?biāo)混合物NOEC計(jì)算. 使用前3種計(jì)算方法時(shí)，所有采樣點(diǎn)在3個(gè)水期均呈現(xiàn)無風(fēng)險(xiǎn)；使用文獻(xiàn)中EC50和試驗(yàn)單一目標(biāo)物計(jì)算的PNEC得出的RQ值相差不超過10倍；通過試驗(yàn)中單一NOEC代替PNEC計(jì)算得出的RQ值遠(yuǎn)小于前兩種方法計(jì)算得出的RQ值，其中在S1采樣點(diǎn)(南洲大橋)試驗(yàn)中單一目標(biāo)物NOEC計(jì)算RQ值與文獻(xiàn)中EC50計(jì)算PNEC得到的RQ值相差197倍，其余全部相差200倍以上；利用試驗(yàn)中混合物EC50計(jì)算風(fēng)險(xiǎn)熵值時(shí)，S10采樣點(diǎn)在3個(gè)水期出現(xiàn)低風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài)，其余均為無風(fēng)險(xiǎn)〔見圖8(a)〕；利用試驗(yàn)中混合物NOEC計(jì)算風(fēng)險(xiǎn)熵值時(shí)，S10采樣點(diǎn)在所有水期呈現(xiàn)中風(fēng)險(xiǎn)，在豐水期、平水期、枯水期的風(fēng)險(xiǎn)熵值分別為0.182、0.228和0.183，S2采樣點(diǎn)在豐水期和枯水期分別呈現(xiàn)中風(fēng)險(xiǎn)和無風(fēng)險(xiǎn)，其余均處于低風(fēng)險(xiǎn)〔見圖8(b)〕. 在所有風(fēng)險(xiǎn)熵值計(jì)算法中，S10采樣點(diǎn)風(fēng)險(xiǎn)熵值皆相對(duì)其他地點(diǎn)較大，原因是S10采樣點(diǎn)與會(huì)仙濕地相連接，而Qin等[10，35]已在會(huì)仙濕地中檢出高濃度OPs和SAs. 因此，不同PNEC計(jì)算方式導(dǎo)致的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估存在模型差異. 通過試驗(yàn)獲得混合物NOEC值，該數(shù)值為混合物真實(shí)的PNEC，基于整體混合物NOEC計(jì)算混合風(fēng)險(xiǎn)熵值為最準(zhǔn)確的評(píng)估方法.

圖8 不同時(shí)期通過不同方法計(jì)算各采樣點(diǎn)RQ值Fig.8 RQ values of each sampling site calculated by different methods in different periods

3 結(jié)論

a）在漓江流域桂林市區(qū)段共檢測出2種OPs〔敵百蟲(TRC)、毒死蜱(CHP)〕和3種SAs〔磺胺甲基嘧啶(SMR)、磺胺二甲嘧啶(SM2)、磺胺甲惡唑(SMZ)〕，其中，OPs檢出濃度為nd～27.34 ng/L，平均值為7.78 ng/L，TRC和CHP檢出率分別為55.70%、47.56%；SAs檢出濃度為0.99～53.45 ng/L，平均值為18.24 ng/L，且檢出率均高達(dá)100%.

b）SAs和OPs殘留量隨時(shí)間呈規(guī)律性變化. SAs表現(xiàn)為豐水期＞平水期＞枯水期，OPs表現(xiàn)為枯水期＞平水期＞豐水期；兩類污染物在空間分布上無明顯規(guī)律，在S10采樣點(diǎn)（相思江）中，SAs和OPs含量總體較高.

c）OPs和SAs五元混合物的聯(lián)合毒性對(duì)蛋白核小球藻在1%～26 %效應(yīng)范圍(濃度范圍為1.19×10-11～6.19×10-4mol/L)內(nèi)呈現(xiàn)加和效應(yīng)、協(xié)同作用和拮抗作用，在該效應(yīng)范圍內(nèi)呈現(xiàn)低效應(yīng)加和、高效應(yīng)拮抗作用，且混合物在環(huán)境最高濃度下對(duì)蛋白核小球藻產(chǎn)生加和效應(yīng).

d）利用單一污染物對(duì)混合污染物進(jìn)行評(píng)估，低估了混合污染物實(shí)際風(fēng)險(xiǎn). 利用試驗(yàn)混合物NOEC計(jì)算混合風(fēng)險(xiǎn)熵值，評(píng)估結(jié)果更準(zhǔn)確且最保守. 在漓江流域桂林市區(qū)段中，通過試驗(yàn)混合物NOEC計(jì)算混合風(fēng)險(xiǎn)熵值，對(duì)各污染物最高濃度進(jìn)行評(píng)估時(shí)，最大風(fēng)險(xiǎn)熵值為0.845，呈現(xiàn)中風(fēng)險(xiǎn).

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