[科普中國]-混合污染

簡(jiǎn)介

在現(xiàn)代戰(zhàn)爭(zhēng)中，由于遭受放射、化學(xué)和生物戰(zhàn)劑的襲擊，天然水源中可能同時(shí)存在著兩種以上的戰(zhàn)劑污染。對(duì)水中可能存在的三種戰(zhàn)劑的混合污染，采取綜合的處理方案和多種方法進(jìn)行消除，稱為水中混合戰(zhàn)劑污染的消除。天然水源中如果出現(xiàn)混合戰(zhàn)劑的污染，由于不同戰(zhàn)劑具有不同的性質(zhì)，要求有不同的消除方法，因而需要采取綜合的處理方案。比較有效地綜合處理方案是氯化、堿化、吸附、凝結(jié)沉淀、活性炭和離子交換樹脂層過濾。即先按200mg/L的有效氯進(jìn)行超量氯消毒30min，逐漸加入氫氧化鈉溶液，不斷攪動(dòng)，調(diào)pH值到11，作用15min;加入活性炭粉末2g/L，攪動(dòng)5min; 再加粘土4g/L，攪動(dòng)5min，然后將已溶解的硫酸亞鐵，按200mg/L加入，快攪1min，慢攪5min，靜置30min澄清;最后用活性炭、離子交換樹脂過濾。此方案可消除放射性物質(zhì)99%以上，對(duì)化學(xué)毒劑(除路易劑外)和生物戰(zhàn)劑，都可以達(dá)到滿意的結(jié)果。

為適應(yīng)小分隊(duì)在野戰(zhàn)條件下應(yīng)用，研制有簡(jiǎn)易“三防”凈水袋。該凈水袋用維綸帆布制成，配有3份藥品，體積如軍用挎包大，重2kg，每份藥品含高效次氯酸鈣20g，活性炭150g，磷酸鈣100g，快速渾水澄清劑10g，可凈化污染水50L。使用時(shí)在污染水中先加入干凈土約1kg，再加配備藥品1份，攪拌、沉淀、布過濾，約30min即可飲用，每人每日2L，時(shí)間不得超過3天。

反滲透法被認(rèn)為是多用途的凈水方法，它既有消除放射性沾染水的效果，也具有消除水中化學(xué)戰(zhàn)劑、生物戰(zhàn)劑污染的效果，是一個(gè)有希望的“三防”凈水裝備。1

土壤的原位生物修復(fù)一種生物質(zhì)強(qiáng)化石油-鹽混合污染土壤的原位生物修復(fù)方法一種生物質(zhì)強(qiáng)化石油－鹽混合污染土壤的原位生物修復(fù)方法，就是將生物質(zhì)降解菌劑添加進(jìn)生物質(zhì)中，然后翻耕填埋在土壤耕作層下，利用水浸洗鹽降低土壤鹽含量，再添加石油烴降解菌劑來降解石油烴。本發(fā)明利用生物質(zhì)阻斷了可能產(chǎn)生的毛細(xì)返鹽現(xiàn)象；生物質(zhì)降解所產(chǎn)生的糖類物質(zhì)可作為石油烴降解菌的優(yōu)質(zhì)碳源，促進(jìn)石油烴降解菌的生長(zhǎng)；生物質(zhì)降解所產(chǎn)生的木質(zhì)素可以吸附石油烴污染物，防止其在水浸洗鹽中擴(kuò)散，石油烴降解菌劑中能夠產(chǎn)生生物表面活性劑的微生物產(chǎn)生的生物表面活性劑可促進(jìn)污染土壤中石油烴污染物的溶出并進(jìn)而被石油烴降解菌劑生物轉(zhuǎn)化為二氧化碳和水。本發(fā)明方法降解石油烴污染物的效率高、速度快。

一種生物質(zhì)強(qiáng)化石油－鹽混合污染土壤的原位生物修復(fù)方法，包括如下步驟：1、將生物質(zhì)降解菌劑均勻添加到生物質(zhì)中；

2、按照3-20%生物質(zhì)/土壤的體積百分比將步驟1中得到的生物質(zhì)均勻施加到污染土壤表面上；

3、將施加了生物質(zhì)的污染土壤進(jìn)行機(jī)械翻耕，翻耕深度為25—50cm，在污染土壤中構(gòu)建位于淺層土和深層土之間的疏松生物質(zhì)層，疏松生物質(zhì)層厚度為3—15cm；

4、在污染場(chǎng)地周圍構(gòu)建高30cm的圍堰，以防止洗鹽水外排對(duì)其他地塊造成污染；

5、對(duì)步驟4的污染場(chǎng)地進(jìn)行人工灌溉或利用自然降水，對(duì)污染地塊進(jìn)行水浸洗鹽；

6、檢測(cè)土壤電導(dǎo)率，待土壤電導(dǎo)率下降到10ms/cm以下時(shí)，機(jī)械翻耕土壤，將疏松生物質(zhì)層與污染土壤充分混勻；

7、將含有細(xì)菌和真菌的石油烴降解菌劑施灑到污染土壤上，每月翻耕1—2次，以使石油烴降解菌劑與污染土壤充分混勻，且增加土壤的氧含量；可使石油－鹽混合污染土壤得到修復(fù)。 2

物質(zhì)聯(lián)合毒性研究近50年來，人們對(duì)單一污染物的理化性質(zhì)及其環(huán)境行為進(jìn)行了相當(dāng)詳細(xì)的研究，并取得了許多相應(yīng)的成果。事實(shí)上，在自然界中絕對(duì)意義的單一污染是不存在的，污染多有伴生性和綜合性的特點(diǎn)，所以單個(gè)污染物的研究雖具有一定的參考意義，但作為制定環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)和環(huán)境容量的依據(jù)，就顯得證據(jù)不足，因此混合化合物對(duì)機(jī)體的聯(lián)合作用越來越受到人們的重視。

混合污染物聯(lián)合毒性研究始于1939年，經(jīng)過近70年的發(fā)展，已經(jīng)成功發(fā)展了TU（毒性單位）法、AI（加和指數(shù)）法、MTI（混合毒性指數(shù)）法及λ（相似參數(shù)）法。這些方法都能根據(jù)實(shí)驗(yàn)和相應(yīng)公式的計(jì)算結(jié)果簡(jiǎn)單判別混合物的聯(lián)合作用方式為拮抗、獨(dú)立、相加及協(xié)同。然而，隨著新化學(xué)品的不斷問世及聯(lián)合毒性的復(fù)雜性和多變性，越來越多科學(xué)研究者發(fā)現(xiàn)這些方法只能定性判斷污染物的聯(lián)合作用方式，并不能判斷其作用的程度，因此，他們呼吁聯(lián)合毒性的研究必須進(jìn)入到定量研究階段。從20世紀(jì)90年代始，混合污染物聯(lián)合毒性研究有了一定的進(jìn)展，先后提出以TU和λ為參數(shù)的定量研究方法和混合化合物的定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)M-QSAR法，初步建立了M-QSAR的理論框架，但如何建立一套能有效定量預(yù)測(cè)混合物的毒性目前還一直是國內(nèi)外研究的焦點(diǎn)。本文根據(jù)國內(nèi)外相關(guān)的文獻(xiàn)總結(jié)聯(lián)合毒性定性和定量研究方法，分析各方法的優(yōu)缺點(diǎn)，并對(duì)今后進(jìn)一步的發(fā)展方向提出了看法。

混合污染物聯(lián)合毒性的定性研究早在1939年，Bliss在“毒物聯(lián)合使用時(shí)的毒性”一文中最早提到化學(xué)毒物之間存在“拮抗、獨(dú)立、相加和協(xié)同四類作用”。這也是一直以來較為公認(rèn)和普遍采用的術(shù)語。目前，判別這四類聯(lián)合作用的毒性指標(biāo)主要有毒性單位（TU）、加和指數(shù)（AI）、混合毒性指數(shù)（MTI）和相似參數(shù)（λ）等。

毒性單位法毒性單位（TU）是最早提出的聯(lián)合毒性的判別方法。1965年，Sprague等通過研究Cu-Zn之間交互作用對(duì)大西洋大麻哈魚幼體生長(zhǎng)發(fā)育的影響，提出了這一概念。1975年，Anderson等對(duì)這一概念進(jìn)行了修正、完善和發(fā)展。其定義式如下：TUi=CiIC50i（1）式（1）中，Ci為化合物i的濃度；IC50i為化合物i的IC50或LC50。運(yùn)用此公式對(duì)混合物聯(lián)合作用的判斷標(biāo)準(zhǔn)為：若TU=1（定義TU=∑TU）i，那么化學(xué)物之間呈相加作用；若TU>TU（0定義TU0=TUmax（TUi）），化學(xué)物之間呈拮抗作用；若TUTU>1，化學(xué)物之間呈部分加和作用。

TU法是以濃度相加為基礎(chǔ)模式，判別方法簡(jiǎn)單，在判別相加作用時(shí)具有較好的可靠性，曾得到較為廣泛的應(yīng)用。如袁星等運(yùn)用此毒性指標(biāo)測(cè)定2，4-二硝基甲苯與5種硝基芳烴化合物對(duì)大型蚤的二元混合物的聯(lián)合毒性，結(jié)果以相加作用為主，其TU值范圍為0.79～1.46。高繼軍等也運(yùn)用此指標(biāo)測(cè)定了銅鋅重金屬混合物對(duì)青?；【穆?lián)合毒性，發(fā)現(xiàn)銅鋅的聯(lián)合毒性作用方式為相加作用，其TU值為0.99。ChungYuanChen等運(yùn)用此指標(biāo)測(cè)定了丁醛與乙醛、烯丙醇與炔丙醇對(duì)大腸桿菌的聯(lián)合毒性，均為相加作用，其TU值分別為1.08和1.02。

TU法還可判斷有機(jī)混合物聯(lián)合毒性的強(qiáng)弱。如林春等在測(cè)定2，4-二硝基甲苯與硝基苯衍生物對(duì)發(fā)光菌的聯(lián)合毒性時(shí)，發(fā)現(xiàn)2，4-DNT與對(duì)硝基氯苯的協(xié)同作用最弱，其TU值為0.600，而2，4-DNT與對(duì)硝基苯酚的協(xié)同作用最強(qiáng)，其TU值為0.189。3

加和指數(shù)法1.2 加和指數(shù)法（AI）加和指數(shù)（AI）是在TU概念的基礎(chǔ)上發(fā)展起來的。1977年，Marking對(duì)此概念進(jìn)行了系統(tǒng)的闡述。這一概念的基本定義如下：若M=1，AI=M-1M1，AI=-M+1式中，M=∑TUi（2），運(yùn)用公式（2）對(duì)混合物聯(lián)合作用的判斷標(biāo)準(zhǔn)為：若AI=0，那么化學(xué)物之間呈相加作用；若AI0，化學(xué)物之間呈協(xié)同作用。AI法以TU的簡(jiǎn)單相加為標(biāo)準(zhǔn)，通過對(duì)M值大小的劃分而給出不同的判斷聯(lián)合作用的公式。這種在聯(lián)合毒性大小不同的情況下運(yùn)用不同的公式進(jìn)行判斷，比TU法更大大增加了判斷過程的可信性。因此，相對(duì)于TU法，更多研究者熱衷于運(yùn)用AI法，如楊亞琴等人應(yīng)用此指標(biāo)測(cè)定了Cu2+、Zn2+、Cd2+對(duì)蟾蜍蝌蚪的等毒性配比的二元及三元混合體系的聯(lián)合毒性，得出Cu2+和Zn2+及Zn2+和Cd2+二元體系均為拮抗作用，其AI值分別為-0.28及-0.29；Cu2+、Zn2+、Cd2+三元體系為協(xié)同作用，AI值為0.03。蘇麗敏等測(cè)定了苯胺與取代苯胺的二元混合物對(duì)大型蚤的聯(lián)合毒性，結(jié)果均為協(xié)同作用，其AI值為6.30～20.74。同時(shí)，應(yīng)用此指標(biāo)測(cè)定混合化合物對(duì)不同生物的聯(lián)合毒性報(bào)道較多，如鎘鉛鋅共存時(shí)對(duì)鯽魚、泥鰍和水螅的聯(lián)合毒性；硝基芳烴類物質(zhì)共存時(shí)對(duì)虹鳉魚、鹽藻的聯(lián)合毒性；氟與硒共存時(shí)對(duì)大型蚤、斑馬魚的聯(lián)合毒性等。

AI法與TU法都是以濃度相加為基礎(chǔ)模式的，所以得出的結(jié)果基本一致。修瑞琴等運(yùn)用這兩種方法處理硒與氟對(duì)猛水蚤的聯(lián)合毒性時(shí)發(fā)現(xiàn)，兩種方法的結(jié)果都是拮抗作用。董玉瑛等運(yùn)用這兩種方法處理十二烷基硫酸鈉（SDS）和苯酚及SDS和甲苯對(duì)發(fā)光菌的聯(lián)合毒性時(shí)，發(fā)現(xiàn)兩種方法的結(jié)果也一致，均為協(xié)同作用。

同樣，AI法也可判斷混合物聯(lián)合毒性的強(qiáng)弱。比如傅迎春通過測(cè)定硒與氟對(duì)大型水蚤的聯(lián)合毒性，并運(yùn)用AI值的大小得出氟與四價(jià)硒的拮抗作用程度大于氟與六價(jià)硒的作用，而且氟與四價(jià)硒在不同濃度比例下拮抗作用程度不同，適當(dāng)降低氟的比例，拮抗作用增強(qiáng)。然而，至今為止，AI法仍缺少判斷獨(dú)立作用的標(biāo)準(zhǔn)，從而在一定程度上造成判斷結(jié)果的不全面。

混合毒性指數(shù)法混合毒性指數(shù)（MTI）這一概念是德國學(xué)者K觟nemann于1981年首先提出的。MTI定義為：MTI=logM0-logMlogM0（3）式（3）中，M=∑TUi M0=Mmax(TUi)運(yùn)用公式（3）對(duì)混合物聯(lián)合作用的判斷標(biāo)準(zhǔn)為：若MTIλ>0，表明化學(xué)物之間呈拮抗作用。Prakash等應(yīng)用這一概念，對(duì)含有正辛醇的二元混合有機(jī)體系進(jìn)行了較為系統(tǒng)的研究。結(jié)果發(fā)現(xiàn)：含正辛醇和環(huán)已酮的混合體系對(duì)微生物Polybac的毒性效應(yīng)為濃度相加模式，其λ值為1.06；含正辛醇和氯苯的混合體系的聯(lián)合毒性效應(yīng)為協(xié)同作用，其λ值為1.33；含正辛醇和四氯乙烯的混合體系的聯(lián)合毒性效應(yīng)為拮抗作用，其λ值為0.21。董玉瑛等運(yùn)用此法處理十二烷基硫酸鈉（SDS）和苯酚及SDS和甲苯對(duì)發(fā)光菌的聯(lián)合毒性，指出均呈協(xié)同作用，其λ值為1.489及1.559。

值得高興的是，λ法與AI法在判斷聯(lián)合毒性作用方式及其強(qiáng)弱時(shí)的結(jié)果均為一致。比如蘇麗敏等在測(cè)定苯胺和硝基苯胺對(duì)大型蚤的聯(lián)合毒性時(shí)，發(fā)現(xiàn)兩種方法評(píng)價(jià)的結(jié)果都一致，均為協(xié)同作用，而且在等毒性配比時(shí)的協(xié)同作用最強(qiáng)。但是由于采用的嘗試法求λ值較繁瑣[10]，因此目前尚未得以廣泛應(yīng)用。

混合污染物聯(lián)合毒性的定量研究可見，污染物聯(lián)合毒性的前期研究主要是以上述TU、AI、MTI等為指標(biāo)，僅定性判斷混合物中各化合物的聯(lián)合作用為相加、獨(dú)立、拮抗或協(xié)同，尚無法進(jìn)一步衡量化合物對(duì)生物聯(lián)合作用的程度。因此，有研究者在定性研究的基礎(chǔ)上，對(duì)混合污染物聯(lián)合毒性進(jìn)行了定量化的嘗試性研究，取得了一些初步的進(jìn)展。4

以TU為參數(shù)的混合化合物定量研究Nirmalakhanda于1994年率先根據(jù)毒性單位的概念提出，對(duì)于含n個(gè)單一化合物的體系，在等毒性的假設(shè)前提下，可得：ni=1∑TUi=n×TUi=1（5）因此，如果根據(jù)單一化合物的QSAR模型，先預(yù)測(cè)出各單一化合物的半致死濃度IC50i，那么，就可計(jì)算出在致毒作用為半致死量的混合體系中，任一有機(jī)化合物的濃度Ci=IC50in。他的學(xué)生Xu繼承了此理論，在1998年提出，對(duì)于含有n-1個(gè)等毒性的有機(jī)化合物和一個(gè)不等毒性的有機(jī)化合物n，化合物n的濃度可采用式（6）預(yù)測(cè)：Cn=IC50,n×1-n-1i=1∑TUi∑∑（6）

2.2 以λ為參數(shù)的混合化合物定量研究Prakash于1996年根據(jù)Christense等提出的相似參數(shù)λ，并采用他們的公式成功地預(yù)測(cè)混合體系中任一有機(jī)化合物的濃度。mi=1Σ(TUi)(1/λ)=1（7）公式（7）同上述的定性研究中的相似參數(shù)法公式相同。Prakash的模型可以用于非等性體系，但與定性研究一樣，λ值的求算相當(dāng)繁瑣。

Prakash、Nirmalakhanda和Xu可以說是混合化合物毒性定量化研究的先驅(qū)，但是，這些模型只能預(yù)測(cè)當(dāng)致毒作用為半致死時(shí)混合體系中單一有機(jī)化合物的濃度，而無法定量預(yù)測(cè)任意給定的混合體系的毒性。

混合物定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)的模型2.3.1 含混合物理化參數(shù)的M-QSAR模型
定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)（QSAR）經(jīng)過近50年的發(fā)展，已經(jīng)從最基本的脂溶性預(yù)測(cè)模型發(fā)展到各類型化合物的理化參數(shù)以及環(huán)境因素參與模擬的多元模型，從而成功地預(yù)測(cè)了眾多現(xiàn)有化合物和將要合成的新化合物的毒性，但是，這些具有強(qiáng)大預(yù)測(cè)功能的QSAR模型都只是反映了單一化合物的環(huán)境行為，它還不能從定量方面預(yù)測(cè)混合物的毒性。因此，從2000年開始，作者借鑒單一化合物的定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)（QSAR）的研究方法，以發(fā)光細(xì)菌為測(cè)試生物，在單一化合物理化參數(shù)（正辛醇/水分配系數(shù)Kow，氫鍵效應(yīng)αH和βH等）基礎(chǔ)上，提出了一些混合化合物的理化參數(shù)（如混合物分配系數(shù)KMD、混合物氫鍵效應(yīng)AMH，BMH）和混合物酶活性抑制參數(shù)（I50M）等），并采用這些混合物理化參數(shù)對(duì)相應(yīng)混合污染物進(jìn)行了M-QSAR的嘗試性研究，取得了一些初步的進(jìn)展。

（1）以非極性麻醉型化合物為研究對(duì)象，以混合物分配系數(shù)KMD為毒性貢獻(xiàn)因子，成功地建立了非極性麻醉型混合有機(jī)化合物毒性的M-QSAR預(yù)測(cè)方程（8）。
log1/EC50M=1.094logKMD+0.111（8）n=134，r2=0.964，SE=0.1233，F(xiàn)=3522.664，P=0.000結(jié)果表明，此M-QSAR方程用于不同組成和不同比例的非極性麻醉型混合體系，預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值較為吻合。

（2）以極性麻醉型化合物為研究對(duì)象，在僅以KM為變量的M-QSAR方程中引入總氫鍵效應(yīng)（AMH，BMH），建立了含極性麻醉型有機(jī)化合物毒性的M-QSAR預(yù)測(cè)方程（9）。
log1/EC50M=-0.494+1.447lgKMD+0.587AMH+0.153BMH（9）n=35，r2=0.955，SE=0.1819，F(xiàn)=225.088，P=0.000結(jié)果表明，引入混合物的總氫鍵效應(yīng)（AMH，BMH）可提高極性麻醉型化合物M-QSAR方程的可置信程度。

（3）以反應(yīng)性有機(jī)化合物為研究對(duì)象，在以混合有機(jī)化合物酶活性抑制參數(shù)I50M為毒性貢獻(xiàn)因子的基礎(chǔ)上，引入混合物的分配系數(shù)KMD，分別建立了不同聯(lián)合作用方式的混合化合物的M-QSAR預(yù)測(cè)模型，其中協(xié)同或相加作用的混合體系的M-QSAR（10），拮抗作用的混合體系的M-QSAR見式（11）。log1/EC50M=0.196+0.447*logKMD+0.671*log(1/I50M)（10）n=14，r2=0.892，SE=0.2246，F(xiàn)=54.647，P=0.000log1/EC50M=-0.366+1.030logKMD+0.678log(1/I50M（11）n=10，r2=0.897，SE=0.294，F(xiàn)=30.408，P=0.000結(jié)果表明，對(duì)于不同組成、不同比例、不同聯(lián)合作用方式，預(yù)測(cè)結(jié)果都較為滿意。

含量子化學(xué)參數(shù)的M-QSAR模型2007年，Zhang等根據(jù)作者所測(cè)定的毒性數(shù)據(jù)，引入量子化學(xué)參數(shù)lgEnrM、GAPh-1M、qM-、GAPVmM，分別建立了對(duì)于不同混合物的M-QSAR預(yù)測(cè)模型，其中用于非極性麻醉型二元混合物的M-QSAR見式（12），用于麻醉型（包括非極性與極性）二元混合物的M-QSAR見式（13）。log1/EC50M=34.828qM-+3.266lgEnrM-17.505GAPh-1M-7.346（12）R2(adj.)=0.906，F(xiàn)=88.171，SE=0.18546，n=28，P=0.000log1/EC50M=4.622lgEnrM-11.792GAPh-1M-0.961GAPVmM+0.081μ-15.977（13）R2(adj.)=0.850，F(xiàn)=70.399，SE=0.27034，n=50，P=0.000

3. 結(jié)語
隨著混合污染物聯(lián)合毒性研究的不斷深入，污染物聯(lián)合毒性已經(jīng)由最初的定性研究階段向定量研究階段過渡，特別是已經(jīng)成功借鑒單一化合物定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)（QSAR）的研究方法，提出了混合物的理化參數(shù)和量子化學(xué)參數(shù)，初步建立了混合物定量結(jié)構(gòu)-活性相關(guān)（M-QSAR）的理論框架。

然而，由于目前所提出的混合物參數(shù)本身的一些局限性，這些M-QSAR模型僅能預(yù)測(cè)一些相同類別組成的混合污染物。因此，需要加強(qiáng)對(duì)混合物聯(lián)合作用本質(zhì)的認(rèn)識(shí)，并可能借助量子生物學(xué)和拓?fù)鋵W(xué)原理，修正目前已有的混合物參數(shù)，并提出一系列M-QSAR的其他混合物理化參數(shù)和指標(biāo)體系，以望對(duì)混合化合物的性質(zhì)及其所包含的各單一化合物性質(zhì)的描述更加全面、細(xì)致，物理意義更為明確，從而使M-QSAR模型對(duì)真實(shí)污染環(huán)境更具有使用性。

其次，目前混合污染物的聯(lián)合毒性，特別是混合物聯(lián)合毒性的定量研究階段，還僅限于有限的幾個(gè)比例下的相同組成混合物的研究。因此，開展比例系列更為全面的混合物聯(lián)合毒性研究，揭示混合物組成比例與混合物聯(lián)合毒性的相關(guān)規(guī)律，對(duì)混合物聯(lián)合毒性定量研究也具有相當(dāng)?shù)难芯恳饬x。

再次，目前混合物聯(lián)合毒性的M-QSAR研究，主要還僅集中于發(fā)光菌、藻類等幾種較為簡(jiǎn)單的受試生物。這些已成功建立的M-QSAR理論模型能否應(yīng)用于青蛙、泥鰍等較為高等的動(dòng)物，外推至人類時(shí)應(yīng)如何修正，以及如何選擇更為代表性的受試生物都是值得進(jìn)一步的深入研究。

最后，本文認(rèn)為，在不斷研究更加完善的混合物參數(shù)，開展更為全面的系列比例的混合物聯(lián)合毒性研究，選擇更為代表性的受試生物，使M-QSAR模型更能適用于實(shí)際環(huán)境中的污染物聯(lián)合毒性的預(yù)測(cè)的同時(shí)，應(yīng)致力于加強(qiáng)M-QSAR的計(jì)算化進(jìn)程，使混合污染物聯(lián)合毒性的定量化研究更為便捷。