环境资源学（第七章至攻八章）

    在大多数城市中，交通噪声是最主要的环境噪声源。交通噪声包括道路交通噪声、航运噪声、铁路噪声和航空噪声等。这里我们以交通噪声为例。

    1 ．交通噪声的测试方法

    《城市区域环境噪声测量方法》中规定，测点应选在两路口之间的马路边人行道上，离马路沿 20cm 处，此处离路口的距离应大于 50m （或路段中间位置）。传声器离地面 1.2m 处。

    2 ．评价方法

    一般采用标准指数法。我国规定 L_Aeq(T) 和累积统计声级 L_N为评价量。

    交通噪声的等效声级和累积统计声级的平均值应采用加权算术平均的方法来计算，即

    式中： l —全市交通干线的总长度（ Km ）；

    l_i—第 i 段干线的长度（ Km ）；

    Li—第 i 段干线测得的等效声级或累积声级（ dBA ）。

    有人提出以“交通噪声指数 TNI ”作为评价量：

    式中，第一项表示“噪声气候”的范围，第二项作为交通噪声的本底值，这两项都是越大越吵闹，第三项是常数，仅仅为了凑成一个认为比较方便的数字。

    交通噪声中如果含有汽车鸣笛声，则随时间的分布不遵从正态分布特性，某些统计规律难以应用。现在，我国多数大中城市都规定市区全区或重要街区禁鸣喇叭，因此喇叭声对交通噪声特点的影响可以不作为一项重要因素。      

    主要参考文献：

    1. 潘仲麟等，环境声学与噪声控制，杭州大学出版社， 1997

    2. < 美 > 约翰 . 劳等，环境影响分析手册，北京科学技术出版社， 1986

    3. 杨玉致等，机械噪声测量和控制原理，轻工业出版社， 1984

    4. 姜海涛等，环境物理学基础，中国展望出版社， 1987

    5. L.H. 肖丁尼斯基，声音 . 人 . 建筑，中国建筑工业出版社， 1983

    6. 俞誉福等，环境污染与人体健康，复旦大学出版社， 1985

    7. 蒋展鹏，环境工程学，高等教育出版社， 1991

    8. 孙广荣等，环境声学基础，南京大学出版社， 1995

    9. 张秉超等，声强测量的原理及应用，上海交通大学出版社， 1982

    10. 马大猷，声学手册，科学出版社， 1987

    11. 国家环境保护局，交通噪声论文专集， 1986

　

第八章 环境污染生态效应

第一节 概述

    自然界中的动物、植物、微生物等生物因素以及水、土、气、光、、热等非生物因素各自不是孤立地存在着，而是相互联系、相互依赖、彼此制约的。当人类在不断地向环境索取资源的同时，投向环境的废物也与日俱增，致使环境达到无法承受，造成环境污染，自然环境的平衡遭到破坏，反过来又影响人类和生物的健康。环境污染对生物体危害的表现特征极其复杂，这是环境生态毒理学的一个很重要的研究内容。一般说来，污染物对生物体的危害程度不仅与它的物理、化学性质、浓度的大小、污染的方式，进入生物体的途径有关，还与生物体的种类、生理特征等因素有关，因此，由环境污染致害的症状是很复杂的......

第二节 污染物在生态系统中的迁移及转化

    污染物进入生态系统后的迁移，取决于污染物本身的理化性质及环境条件......

第三节 环境污染物的生态毒效应

    毒物分子与某些作用器官的特异部分即受体之间相互作用，产生一系列反应的结果，称为毒效应......

第四节 影响污染物毒作用的因素

    污染对生物体的危害性质和程度，主要取决于剂量等......

第五节 研究方法

    为了探讨环境污染与生态效应的关系，必须运用物理学、化学、生物学领域的先进技术方法以了解外界环境因素的物理、化学和生物学作用，同时，又必须广泛地应用生理、生化、病理、毒理和临床学科的有关知识，以阐明机体受到外界环境影响时所引起的种种变化。因此其研究的方法很多，总结起来可分为两类：一是现场调查；二是实验研究。这二种方法是相辅相成的研究手段，也是宏观和微观相结合的研究方法......

第一节 概述

    自然界中的动物、植物、微生物等生物因素以及水、土、气、光、、热等非生物因素各自不是孤立地存在着，而是相互联系、相互依赖、彼此制约的。当人类在不断地向环境索取资源的同时，投向环境的废物也与日俱增，致使环境达到无法承受，造成环境污染，自然环境的平衡遭到破坏，反过来又影响人类和生物的健康。环境污染对生物体危害的表现特征极其复杂，这是环境生态毒理学的一个很重要的研究内容。一般说来，污染物对生物体的危害程度不仅与它的物理、化学性质、浓度的大小、污染的方式，进入生物体的途径有关，还与生物体的种类、生理特征等因素有关，因此，由环境污染致害的症状是很复杂的。

    一、环境污染与植物危害

    许多污染物如二氧化硫 (SO₂) 、氟化氢 (HF) 、氯气 (Cl₂) 、臭氧 (O₃) 、二氧化氮 (NO₂) 、过氧乙酰硝酸酯 (PAN) 、铅、镉、砷、一氧化碳 (CO) 等，都会对植物产生有害的影响。一般以叶片伤害衡量危害程度，可将危害分为可见危害与不可见危害二种情况。

    可见危害是肉眼可以直接观察到的危害，受危害植物有明显的伤害症状。根据症状出现的快慢，可见危害又可分为急性型、慢性型和混合型三种情况。

    急性型是在污染物浓度高、接触时间短（几天、几小时、甚至几分钟）迅速出现的伤害，如水稻在高浓度 SO 2 作用下迅速表现叶片淡绿或灰绿色甚至呈白色，萎蔫，有点状斑点，严重时叶尖卷曲，受急性危害的水稻谷粒变小，秕粒增多，谷壳失去固有金黄色，而呈淡黄色。

    慢性型是在污染物浓度较低、接触时间较长情况下，叶片出现的症状。如污染物浓度在 ppm 至 ppb 级，接触十几天至几十天，植物表现生育不良，生长不够繁茂，轻度缺绿，或有轻微绿斑，能导致一定程度减产。因症状不明显，且发展缓慢，往往不为人们注意。

    混合型是急性型与慢性型兼而有之的情况，常常是在低浓度、长时间接触，产生慢性危害的基础上，又发生高浓度、短时间的急性危害，所以急性、慢性症状同时存在。

    不可见危害亦称隐性危害或生理危害。一般在污染物浓度更低的条件下发生。低剂量的污染物危害未达到在叶部产生症状的程度，但已经对植物的生理、生化过程产生影响，如 Maclean 等（ 1977 ）以 0.6 mg/m³HF 对菜豆进行整个生长期的熏气，未出现伤害症状而植株鲜重减少 25% ，此外，不可见危害也包括污染物对植物质量的影响，譬如氟被粮食或饲料作物吸收之后，组织内氟含量积累到一个临界值，就会影响这类植物的质量。因为植物器官中氟浓度对动物是非常重要的，蚕桑生态系统中蚕的氟中毒就是一个很好的例子。还有一些污染物，如某些重金属，聚氯联苯等，对人的有害作用比对农作物强烈，在灌溉水中含量未达到危害作用水平时，由于在作物体内积累较多，使产品不符合食用或饲料标准。这种情况，对产量和外表品质无明显影响，也属于不可见危害。

    关于大气污染对植物的危害症状见表 8-1 。

    水污染对植物的危害主要是工矿废水排放以及污灌引起。南方大面积水田，北方相当大面积的水浇地或用污水灌溉的农田，以及全国的菜园、果园等，以江河湖泊为水源，如果灌溉用水受到污染，就会向土壤引入污染物，达到一定时，污染土壤，导致农业减产或品质下降，果实、蔬菜、饲料外观呈现斑点。表 8-2 为水体及土壤主要污染物对植物危害的症状。

    二、环境污染与动物危害

    环境污染物对动物危害的表现特征，可分为急性中毒、慢性中毒、致畸、致癌、致突变等。

    急性中毒是环境污染物一次或 24 小时内多次作用于人或动物体内所引起的危害作用。例如 1930 年 12 月 3 ～ 5 日，比利时列日市西部人烟稠密的马斯河谷工业区气温逆转，发生了世界上第一次严重的工业大气污染事件，工厂排出的有害气体在近地层积累，据推测事件发生时大气中二氧化硫浓度达 25 ～ 100 mg/m 3 。整个河谷的几千居民几乎同时都发病，病人出现声音嘶哑、呼吸急促、持续咳嗽、吐泡沫痰，继而吐脓样痰块，很多人恶心、呕吐。又如 1984 年 12 月 3 日 ，印度博帕尔市某农药厂 45t 甲基异氰酸盐泄漏污染，使空气中甲基异氰酸盐浓度超过安全标准的 1000 倍以上，造成该市 70 万人口中 20 多万人受害， 2500 多人死亡， 5 万多人双目失明。我国也有类似事件发生， 1982 年某厂饮水被含砷污水污染，一次即引起 132 人砷中毒。 2000 年罗马尼亚金矿氰化物废水溢流造成流经罗马尼亚、匈牙利和南联盟的欧洲大河之一蒂萨河及其支流内 80% 的鱼类完全灭绝。

    慢性中毒是环境污染物持续作用于生物机体而引起的危害，如日本首先报道的水俣病，痛痛病就是慢性蓄积性中毒的典型例子，此外，一些职业病也属于慢性中毒，例如，工人长期吸入厂矿空气中含硅粉尘引起的矽肺，生产环境中接触铅、苯、汞等有毒物质引起的职业中毒等。另外，动物受到污染物慢性危害的报道亦很多。早在 1902 年，美国蒙大拿 (Montana) 一个铜治炼厂在 24km 内，作为饲料的草和苔藓中， As 2 O 3 高达 1800 mg/kg ， Cu1800 mg/kg 。在 3500 只山羊中，有 625 只死于慢性中毒。德国铅和锌冶炼厂周围 5km 之内吃草的牛和马，发生铅中毒，动物消瘦，关节肿胀并疼痛，有的喉返神经（支配声带的神经）麻痹，动物有特殊的马嘶声和马喘鸣症，伴随有呼吸短促。 1958 年前的吴淞陈巷、三町分别饲养 36 头和 20 头耕牛，平均每个村 2 ～ 3 头， 1958 年后随着吴淞工业区发展，耕牛逐渐患“烂脚壳”，骨架畸形，牛脚伸不直，无力。至 60 年代，这些地方耕牛已绝迹，其根源是由于大气氟化物的污染。其他如太原、包头等地都有牛羊大范围氟化物危害的实例。

    致畸、致癌、致突变现象指环境污染影响到生物体遗传物质的变化，从而成为某些先天性疾病、肿瘤和畸胎等发生的原因。譬如我国北方某污灌区新生婴幼儿畸胎、先天性畸形发生率明显高于对照区（表 8-3 ）。

    北京高碑店污灌地区的奶山羊及稻田青蛙血液淋巴细胞染色体畸变率明显高于对照区（表 8-4 、表 8-5 ）。差异均非常显著（ P <0.05 ）。

    注：括号内数据为百分比

第二节 污染物在生态系统中的迁移及转化

    一、环境污染物质的迁移

    污染物进入生态系统后的迁移，取决于污染物本身的理化性质及环境条件，概括起来，有以下途径：

    1 、 污染物进入水体后被水生生物吸收或经微生物作用后被水生生物吸收。 吸收方式有食物链上各营养级直接吸收和食物链逐级传递富集，有的经陆生生物，人食用后逐步富集。循着这一食物链系统受污染物作用的生物的尸体，肢体被微生物分解后又被返回水体进行再循环，有的则沉淀在江河、湖泊、海洋的底泥中。

    2 、污染物进入水体，由水体灌溉土壤或直接进入土壤，再由陆生生物吸收进入生物体或是由植物吸收后依食物链逐级传递至食物链中顶级动物和人。然后被污染生物由微生物分解又回到土壤、水、大气或沉积层。

    3 、废气进入大气后被生物呼吸、吸附或沉降到土壤，水中再依 1 、 2 途径循环。

    二、污染物在环境中的转化

    排入环境的污染物质经上述途径在生态系统中迁移，实现了它们在生态环境中的转化、富集、分散、消失等过程。但在不同的环境介质中，由于介质的影响及污染物本身的理化性质，其在环境中的转化也将有所不同。

    （一）生物性转化

    1 ．生物体的积累、富集。相当一部分污染物进入环境后即被一些生物直接吸收，在生物体内积累起来。有的则通过不同营养级的传递、运移使顶级生物的污染物富集达到严重程度，可使人体发生严重的疾病。如日本有名的“水俣病”即是食用富集了大量有机汞的鱼类引起，而“痛痛病”是镉的富集引起的疾病。

    2 ．生物作用。有的物质进入环境后因生物的作用而发生物质形态、性质的变化。例如砷、汞等经过微生物作用进入动物体后甲基化成甲基砷，甲基汞等。

Hg₂⁺ + 2R^-CH₃→ CH₃HgCH₃→ CH₃Hg⁺

     不少的化合物如酚类、氰化物等可被微生物降解成水，二氧化碳、氨等。许多农药在微生物作用下起氧化还原反应。不少细菌可使许多有机化合物中芳香环开裂。生活污水中主要成分碳水化合物、脂肪、蛋白质的分解也多有细菌参与。

    3 ．生物吸收、代谢、吸附作用。相当多的污染物都能被生物吸收。这些物质进入生物体内在各种酶系参与下发生氧化、还原、水解、络合等反应。有的毒物经过这些过程转化成无毒物质，有的毒性反而增强。如许多高等植物吸收苯酚后生成复杂的化合物（酚糖苷等）而使毒性消失，植物对氰化物也有类似机能，许多农药在生物体内均发生不同程度反应与转化。生物还吸附气体如二氧化硫、氟化氢等并吸滞尘埃。

    （二）化学转化

    1 ．中和置换反应。污染物进入生态系在水溶液中稀释，溶解后多呈离子态，所以很容易和环境中酸、碱性物质起中和置换反应。例如碱性废液排入酸性水体中得到中和。卤化物形态的铅转化为碳酸铅、硫酸铅等。

    2 ．氧化还原作用。有的物质排入环境中发生氧化还原反应，如一氧化氮变成二氧化氮；一价汞离子和二价汞离子间可以发生如下反应：

2 Hg⁺→ Hg²⁺+Hg⁰

    3 ．光化学反应。许多农药化合物、氮氧化物、碳氢化物在太阳光作用下发生一系列化学反应，产生异构化、水解、置换、分解、氧化等作用。例如，一氧化氮和碳氢化物在光作用下发生一系列化学反应产生了二氧化氮、臭氧、过氧乙酰硝酸酯等有害的二次污染物。而谷硫磷等杀虫剂在紫外光照射下即产生多种无杀虫能力的代谢物。

    （三）物理变化

    毒物或污染物质在环境中可以发生渗透、凝聚、蒸发、吸附、稀释、扩散、沉降及放射性蜕变等一个或若干个物理变化。

第三节 环境污染物的生态毒效应

    一、基本概念介绍

    （一）毒效应

    毒物分子与某些作用器官的特异部分即受体之间相互作用，产生一系列反应的结果，称为毒效应。例如，有机磷农药对胆碱酯酶表现有抑制作用；苯可抑制造血功能导致贫血；强酸强碱可引起局部的皮肤灼伤等等。

    （二）靶子

    污染物进入机体后，对机体各器官组织并不是产生同样的毒作用，而是只对部分器官组织产生直接或间接的毒作用。靶子就是指污染物作用于生物机体的部位。如脑是汞的靶器官、甲状腺是碘化物和钴的靶器官，肾脏和肺是镉的靶器官。污染物对机体毒作用的强弱与靶器官中含该物质的浓度有一定的关系。同时靶器官可以是直接接触吸收污染物的器官，也可以是远离接触吸收部位的器官，例如大气污染物中的二氧化硫可直接刺激上呼吸道及气管、支气管。

    （三）蓄积

    当人和动物长期摄入小剂量污染物质的时间间隔和剂量超过机体解毒和排泄的能力时，则导致该污染物在体内的蓄积，从而引起毒性作用。蓄积作用是相对的，它与剂量的大小和摄入的时间间隔有密切关系。如剂量较大间隔时间较短，则易出现蓄积现象，反之剂量较小间隔时间长则不易出现蓄积现象。

    （四）危害性

    污染物质在与机体接触或使用过程中，有引起中毒的可能性。危害性与毒性不同，任何一种污染物不论其毒性强弱，其危害性的大小取决于生物是否与它接触以及该物质进入机体的能力和数量。在评价污染物的毒性及危害性时，应考虑多方面的因素，单凭它的绝对毒性是不够的，还必须考虑到这种物质的挥发性和在水（或血液）中的溶解性。挥发性小，易溶于水或血液中，并能迅速达到中毒浓度的化学物质其危害性就大，反之则小。

    （五）危险性

    又称危险度，是一种统计学概念，指引起接触生物损害的预期频率。在实际工作中，造成中毒的主要原因在于化学物质进入机体的能力和数量。如果是脂溶性物质，则易蓄积在脂肪中，不仅影响机体的脂肪代谢而且具有慢性中毒的危险性。

    （六）安全性

    某种污染物按一定数量或方式使用，不致引起生物机体损害的实际肯定性。

    （七）暴露

    靶子所接触的特定污染物的化学和物理因素的总和。

    二、污染物剂量、效应与反应

    剂量从理论上来说，应当指污染物在生物体的作用点上的总量，实际上这个“总量”是难以定量求得的，因此往往采用的是生物体单位体重吸收或摄入污染物的量表示。

    效应指暴露所引起生物机体发生的生物学变化，亦可称为“生物学作用”或“生物学效应”，在毒理学研究中，根据可利用的毒性指标，可将其分为两类。一类“量效应”，其效应强度可以定量表示，如有机磷农药抑制胆碱酯酶的程度，用胆碱酯酶活性表示，肼引起的脂肪肝，用肝甘油三酯测定值表示。其他，如蛋白质浓度、体重改变等，都可定量表示。且计量指标所得测量值是连续性的，随化合物剂量改变，可在一个个体观察到计量指标测定值的连续性改变。另一类“质效应”其效应强度无法用数量来表示，只能用“是”或“否”，“有”或“无”，“死亡”或“健康”来表示。没有性质和强度差别，因而所得计数指标的测定值是非连续性的。

    反应指的是暴露引起某一生物群体中，呈现某种观测效应强度的个体在群体中所占的比例（百分率）大小。

    （一）剂量－效应

    剂量－效应关系，是指环境污染物剂量与在个体中引起的某种效应的强度改变间的 关系。环境污染物以一定的低剂量作用于生物体时，由于生物体具有生理调节功能，能 够保持相对稳定，以适应环境变化，未出现任何明显的效应，这时生物体是处于生理调节状态。当剂量进一步提高，超过了生物体的承受能力，机体结构和功能可能发生某些变化，但并未出现病理性损伤，这时生物体处于代偿状态。当剂量继续升高，作用强度超出了生物体的代偿能力，代偿功能发生障碍，引起病理损伤，出现某种疾病特有的症状和体症，这时生物体处于代偿失调状态。如剂量继续升高，则会导致生物体死亡。这种环境污染物的不同剂量相应地引起生物体产生不同效应强度的关系，用曲线表示，则构成剂量－效应曲线（图 8-1 ）。

    （二）剂量－反应

    剂量－反应关系，是指环境污染物剂量发生变化，能引起某生物群体中呈现某种观测效应的个体在群体中所占的比例也相应发生变化的关系。大量研究表明，在剂量－反应关系中，无反应和最大反应之间，随剂量增加，反应逐步增加，有明显程度变化。如果群体中的全部个体，对一化合物的敏感性变异，呈对称正态频数分布时，剂量与反应率关系成“ S ”状曲线。此类易出现在一些质效应（这些效应常在剂量增大到一定阈值时方出现）中，但生物效应中属少见现象。常见的为长尾不对称 S 状曲线关系，表明随剂量加大，效应强度或反应率改变呈偏态分布。剂量愈大，生物的改变愈复杂，干扰因素愈多，体内自稳机理对效应的调正机制愈趋明显。且由于群体中存在一些具有耐受性个体，反应率在后半阶段的升高，愈来愈需大幅度提高剂量。如果将剂量转换成剂量的对数，那么不对称型的 S 状曲线将可以转换成对称状的 S 状曲线。图 8-2 表示了这种相关关系的基本型式，但应该注意的是该剂量－反应关系需要有以下假设为前提：

    1. 毒反应与作用部位的毒物或其代谢物浓度有相关关系；

    2. 作用部位的浓度与剂量相关；

    3. 毒反应是由所给的化合物引起的，即二者是因果关系。

    从图 8-2 还可明显地见到，接近于对称的 S 状曲线的两端，曲线的斜率较小，亦即死亡率对剂量变化的反应较迟钝；相反，在曲线的中段，即死亡率近 50% 的上下范围，曲线近似于一条直线，且斜率较大，剂量的微小改变，即会引起死亡率的明显变化。

    三、污染物毒性参数与毒性分级

    对环境污染物的毒性和安全性进行评价，必须采用统一的毒性指标来表示。这些毒性指标在度量上必须具备同一性和等效性，并能灵敏地反映毒物性质的变化，测试方法也必须力求统一，易于重复，即重现性好。根据剂量－效应和剂量－反应关系，可以采用下列基本毒性参数作为毒性指标。

    （一）毒性的上限参数

    引起动物急性中毒死亡的剂量（或浓度），是评价环境污染物的毒性和危险性的一类重要毒性参数。常采用以下几种：

    1. 最大耐受剂量 (MTD 、 LD 0 ) 或浓度 (LC 0 ) ：是不致引起实验动物死亡的污染物的最大剂量或浓度。

    2. 致死剂量 (LD) 或浓度（ LC ）：表示污染物引起实验动物死亡的剂量或浓度。

    3. 最小致死剂量 (MLD) 或浓度（ MLC ）：是使实验动物个别死亡的最大剂量或浓度。

    4. 半数致死剂量或浓度 (LD 50 或 LC 50 ) ：是引起实验动物半数死亡的剂量或浓度。它不是某些实验组的直接结果，而是根据整个实验结果，采用数理统计学方法处理后求得的。有了 LD 50 这个重要的参数，就可以对化学物质急性毒性大小进行分级（表 8-6 ）。

    5. 绝对致死剂量或浓度 (LD 100 或 LC 100 ) ：致使实验动物全部死亡的最小剂量或浓度。

    （二）毒性的下限参数

    1. 阈剂量或阈浓度：用最敏感的受试动物染毒，用已知最敏感的观察指标或用现代化的手段测出该毒物引起受试动物产生异常生理、生化等反应或潜在的病理学改变的最小剂量或浓度。

    2. 急性阈剂量 (LiM ac ) ：在一次染毒的条件下，测得的阈剂量，即为急性阈剂量。

    3. 慢性阈剂量 (LiM ch ) ：在长期反复染毒条件下测得的阈剂量，即为慢性阈剂量。

    除上述介绍的根据化学物质 LD 50 大小来分级外，尚可对挥发性的液体或气体化学物质采用刺激性阈值来进行分级（表 8-7 ）。

    （三）危害性参数和危害性分级

    由于危害性涉及到化学物质本身的毒性大小及实际进入人和动物的可能性。因此对其进行评价相当困难。目前常采用以下 4 种参数：

    1. 急性毒作用带 (Z ac )

    其值越小，急性毒作用带越窄，说明引起急性效应致死的危险性越大。

    2. 慢性毒作用带 (Z ch )

    其值越大，毒物的慢性毒作用带越宽，说明该毒物的毒作用往往难以觉察，引起慢性中毒的危险越大。

    3. 吸入中毒的危险性指数 (I ac )

    是用在 20 ℃ 时该毒物饱和蒸汽浓度 (C 20 ) 和 LC 50 之比值来表示。

    其值越大，表明引起急性吸入中毒的危险性越大。

    利用上述 3 个指标，可以将化学物质危险性大小分为 4 级（表 8-8 ）

    4. 穿透系数

    穿透系数反映了化学物质经皮的穿透能力及经皮中毒的可能性，其值越接近 1 ，表明穿透性越强，易于经皮中毒。

    四、致毒效应机理

    污染物进入生态系统后，有的受环境中生化、物理作用后逐步分解而失去毒性，有的则被生物所利用。进入生物体内的污染物对生物体的影响除了与污染物浓度大小密切相关外，还与毒物在体内代谢过程密切相关。但各生物体对不同污染物代谢过程差异很大，即污染物被生物体吸收后，在体内迁移、循环、分布、转化等因生物种类和毒物类型、状态不同而千差万别。

    •  植物致毒效应机理

    •  污染物质在植物体内转归

    污染物在环境中处于离子态或是吸附在土壤表面，可被置换的离子均可以被植物根系所吸收。这类吸收有主动吸收和被动吸收。前者指靠细胞的代谢能吸收，而被动吸收则是利用根内外离子浓度差别，电化学梯度差使毒物向根内扩散，叶表面的吸收则是毒物通过表皮细胞渗入与吸附，是毒物进入植物体内的重要渠道。毒物被植物吸收后，有的不进入植物细胞即通过气孔、根系被排出体外。

    有毒物质进入体内后主要靠细胞胞间连丝等作用实现了在细胞间和体内的迁移。污染物进入根、叶、茎后，一部分就停留、积累在根、叶、茎处。另一部分则是通过木质部导管随溶液流向植物各部位。例如，从根部吸收的毒物随着蒸腾作用而上升，在导管某一高度处做径向运输达到应去的地方。从叶面吸收的毒物则由气孔吸进细胞间隙传送到导管并向下输送，所有这些物质迁移过程均有溶液的参与，在输导管系统中流向植物体各部分。虽然有毒物质在植物体内多是靠蒸腾等作用随水分一起运输，但也有并非完全靠它起运输作用。例如有的沉水植物蒸腾几乎不存在，照样可把毒物运输到植物各部分。

    毒物进入植物体各组织与运输过程中也发生生物转化。在这一过程中有的毒物被水解，毒性减弱或消失，有的则通过一系列降解后为植物所利用；有的经生物转化后毒性反应加强。多数离子态毒物在与植物体内有机分子结合后对植物起某种损害作用。例如，某些离子态毒物能置换出酶蛋白中的铁、锰元素而形成较为稳定的结构，使酶活动受到抑制，从而阻碍了代谢活动；有的金属离子则是取代了植物体内蛋白质中的 -SH 基中的氢，使正常的代谢和氧化－还原过程受到干扰或破坏，并能阻碍养分的吸收。

    植物没有特定排泄系统，活的植物对于金属、类金属的排出往往是通过根系排出，有的是通过叶面呼吸带走或是其他方式排出（包括枯枝落叶），所以有害物质排出较少，毒性更易于在各组织积累。但在不同环境条件下，不同物种和不同组织中这种积累、分布差别很大。一般来说，毒物由土壤、水域经根部进入植物体积累量大小顺序为根、茎、叶、穗、壳、种子，但对大气中经叶部进入植物体毒物，则往往叶、茎部毒物积累量大，例如，稻草含铬量占地上部分铬含量的 90% 左右，谷壳占 5% ，糙米占 3% ，而气态氟化物多积累在叶片上。

    2 ．污染物对植物的危害机制

    植物的能动性很差，当环境物质浓度，尤其是土壤与水域中物质浓度达到一定值后，这些物质都将涌进植物体内，它们有的是植物所必须的，但量多则危害；有的则是明显有害；有的在某个量值时对植物无害，但在食物链传递上却对高营养级生物产生危害，这些需视植物和物质种类，量值大小等而定。例如铜是植物必需物质，但铜多了妨碍植物根部生长，出现黄化现象。酚、氰类化合物浓度较低时被植物吸收并转化成糖苷，此时不会出现氰类对细胞的毒害，而经诱导为植物细胞所利用，参加正常代谢过程，但在高浓度下却能致植物死亡。某些重金属、有机氯农药等在浓度较低时并没有对植物造成损害，但它们在植株中的累积却对食用它的动物造成危害。而当一些重金属、类金属达到一定浓度后却可以立即对植物造成损害。毒物对植物损害机理是多种多样的，有的是干扰酶作用进而阻碍代谢机能，如氟化物气体和重金属，而有的毒物却能引起植物变异，如在严重的金属污染区常发现这种变异种，有的则因与根系有机分子形成较为稳定的络合物，破坏根系正常代谢机能，进而引起繁殖障碍等，如过量的铜污染，有的是强氧化剂或强还原剂，影响植物氧化还原反应，如臭氧、氯气、二氧化硫等。

    •  动物致毒效应机理

    •  污染物在动物体内的吸收、分布、排泄

    （ 1 ）侵入和吸收

    污染物主要经呼吸道和消化道侵入动物体，也可经皮肤或其他途径侵入。空气中的气态毒物或悬浮的颗粒物质经呼吸道被吸收。水和土壤中的有毒物质，主要是通过饮用水和食物经消化道被动物体吸收，整个消化道都有吸收作用，但以小肠较为重要。

    （ 2 ）分布

    污染物质经上述途径进入动物或人体内后很快就通过血液、淋巴系统、体液等输送到各组织中去，且分布到各器官组织的速率与器官的血流量、毒物穿过毛细血管床渗透进入该组织细胞的难易程度、以及该组织对毒物的亲和力有关。体内各组织细胞的膜结构和细胞的成分不同，毒物在不同组织中的分布有很大差异。如，肝组织的血窦膜，各种分子和离子状态的物质，都能迅速通过。肝细胞不仅膜孔较一般细胞大，而且有一些对脂溶性物质亲和力较强的连接蛋白。因此，肝脏成为外来化合物在体内代谢和排除的主要器官。

    毒物在体内的分布是随时间变化的，有时出现再分布现象。如，无机铅被吸收后，很快分布于红细胞、肝和肾。供给无机铅经 2 小时，有 5% 的铅分布于肝。然后，再分布到骨，取代晶格中的钙。一个月后， 90% 的铅分布于骨。

    有机毒物多属非电解质，在体内呈均匀分布。无机毒物属电解质，分布多不均匀。一价阳离子（如钠、钾、锂、铷、铯等）、阴离子（如氟、氯等）、五、六、七价的元素，多为均匀分布，二、四价的阳离子（如钙、钡、锶、镭、铍、铅等）集中于骨骼。此外，碘对甲状腺有特殊亲和性，镉、钌等与含巯基蛋白质结合，多集中于肾脏。毒物分布比较集中的部位，与毒作用部位可能相同，也可能不同。如， CO 集中在红血球的血红蛋白，百草枯积聚于肺，分布集中的部位也是毒作用部位。 DDT 集中分布于体脂，但毒作用部位是神经系统及其它脏器。铅贮于骨，毒作用是造血系统、神经系统和胃肠道等。这种贮存部位与毒作用部位的不一致性，据认为是机体的一种保护性机制，使毒作用部位的毒物维持在较低水平。血浆蛋白、骨骼和体脂是体内主要的毒物贮存库。在贮库内，毒物浓度高，但不显示毒作用。当血浆中游离物经生物代谢转化和排泄，浓度下降时，贮库中的毒物可逐渐释放出来。

    （ 3 ）排泄

    污染物的体内排除，对毒效应是极重要的。排除快，毒效应小。相反，如果污染物在体内存留时间延长，潜在的毒效应就大。

    污染物或其代谢产物，通过多种途径排出体外。绝大多数非气态或非挥发性化合物，主要经肾排出。其它排出途径有：经胆汁分泌入肠道排出；随乳汗、汗液、唾液、精液、指甲、毛发等排除。气态和挥发性物质，经肺由呼气排出。毒物在排出过程中，可在排出的器官造成继发性损害，成为中毒表现的一部分。

    2 ．污染物对动物的毒害机制

    由于机体在化学和物理学上的复杂性、多样性，不同污染物的毒害机理多种多样。例如，烷基汞的中毒机理是因为 CH 3 Hg + 与红细胞结合，并迅速穿过血脑屏障，同脑细胞膜中的硫蛋白结合，致使膜的结构发生改变，从而影响膜的功能，对膜两边离子分布、电位及营养物的通过都造成干扰，使脑细胞受到永久性损伤。重金属离子对水生生物中毒机理则主要是因为金属与粘液中有机分子结合生成的络合物附着在水生动物体壁，阻碍了氧和二氧化碳交换。而一氧化碳毒害则是由于其与血红蛋白亲和力较氧大，使血红蛋白失掉输氧能力。至于农药对动物的毒害作用差异更大，有的是因为致死性合成，如有机氟代烷基化合物的毒性，当碳原子为奇数时，通过 b －氧化生成氟乙酸，毒性较大。有的是因为蓄积作用，如未被降解的 DDT 被生物吸收、蓄积、富集而依食物链传递给高级营养层的动物或进入人体。有的是由于对酶产生了抑制，如有机磷农药对胆碱酯酶的不可逆抑制。总之，污染物对生物的作用因环境条件、生物种类、生长发育情况，性别和年龄而不同，应具体情况具体分析。

    （三）致毒机理小结

    从上述讨论可知，不同种类的污染物致毒差异极大，且不同作用对象，同一种污染物的毒性也极不相同，但总的来说，从毒作用的分子机理看，无论是动物还是植物，其毒作用也无外乎以下三类：①毒物与靶分子的不可逆作用而引起的毒作用。②毒物与靶分子的可逆作用而引起的毒作用。③毒物在生物系统中物理性蓄积而引起的毒作用。

    1 、不可逆性毒作用。毒物与靶分子的不可逆性相互作用引起的毒作用，是最主要的毒作用方式，这种作用方式在作为治疗药物使用的化合物是罕见的。毒物与靶分子不可逆作用，造成化学性损伤的后果及潜伏期，主要取决于靶分子（生物大分子）的生物学作用，再生和更新的速率以及修复作用（如 DNA 修复）。不可逆毒作用主要有以下几种类型：

    ①与生物大分子共价结合；

    ②脂质过氧化作用；

    ③致死性合成及致死性渗入；

    ④酶的不可逆抑制；

    ⑤涉及体内携带系统的化学性损伤，如亚硝酸盐、芳香氨基和硝基化合物，可使血红蛋白氧化生成高铁血红蛋白，使之失去携氧功能；

    ⑥引起过敏性变态反应物质的毒作用；

    ⑦其它如局部刺激作用，腐蚀作用等。

    2 、可逆性毒作用。是指毒物与其相应靶分子的作用部位（如神经递质和激素受体，酶的催化活性中心等）之间发生可逆性相互作用。这种作用的特点是，导致靶分子功能性可逆性变化，这种功能变化随着靶器官中毒物的消失而恢复，不致发生持久性化学损伤。靶分子（如酶或受体）与毒物分子相互作用虽可发生结构上的改变，但毒物可以毫无化学变化地脱离靶分子，在靶分子上不遗留任何化学损伤。很多药物的药理作用，就是基于此种酶或受体的可逆性作用。此外干扰主动运输过程的药物，也是以可逆性抑制作用为基础的。

    3 、毒物物理性蓄积引起的毒作用。一些毒物（如乙醚、环丙烷、氟烷等）具有麻醉作用，可能是由于这些亲脂性物质蓄积于细胞膜，当达到一定浓度时就产生某些抑制作用，如抑制葡萄糖和氧的运输。因此中枢神经系统对于这些麻醉剂非常敏感。有人认为 DDT 及多氯联苯的毒作用，也可能与此种物理性蓄积作用有关。

第四节 影响污染物毒作用的因素

    污染对生物体的危害性质和程度，主要取决于以下一些因素：

    一、 剂量

    污染物能否对生物体产生危害以及其危害的程度，主要取决于污染物进入生物体的“剂量”。以化学性污染物对人体的作用为例，剂量和反应的关系有以下几种情况。

    （一） 非必需元素、有毒元素或生物体内目前尚未检出的某些元素。由环境污染而进入人体的剂量达到一定程度即可引起异常反应，甚至进一步发展成疾病。例如图 8-3 表明甲基汞中毒症状发生率与进入人体总负荷量的关系。对于这一类元素主要是研究制订其最高容许限量的问题（环境中的最高容许浓度，人体的最高容许负荷量等）。

    （二） 对于人体必需的元素，其剂量与反应的关系则较为复杂。一方面，环境中这种必需元素的含量过少，不能满足人体的生理需要时，会使人体的某些功能发生障碍，形成一系列病理变化；另一方面，如果由于某种原因。使环境中这类元素的含量增加过多，也会作用于人体，引起程度不同的中毒性病变。现以氟为例说明这种关系，饮水中含氟如在 2 mg/kg 以上则斑釉齿的发病率升高，如含氟达 8 mg/kg ，则可造成地方性氟病（慢性氟中毒）的流行；但如饮水中含 0.5 mg/kg 以下，则龋齿的发病率显著升高（图 8-4 ）。因此对这类元素不

    仅要研究和制订环境中最高容许浓度，而且还要研究和制订最低供应量的问题。      

    二、作用时间

    很多环境污染物具有蓄积性，只有在体内蓄积达到中毒阈值时，才会产生危害。因此随着作用时间的延长，毒物的蓄积量将加大。污染物在体内的蓄积是受摄入量、污染物的生物半衰期（即污染物在生物体内浓度减低一半所需的时间）和作用时间三个因素的影响。

    三、多种因素的联合作用

    环境污染物常常不是单一的，而是经常与其他物理、化学因素同时作用于人体，必须考虑这些因素的联合作用和综合影响。下面主要讨论外来化合物之间联合作用的一般规律。

    外来化合物同时进入机体所产生的生物学作用，与各化合物单独进入机体所产生的生物学作用，并不是完全相同的。两种化合物对生物体产生某种联合毒作用，按剂量－反应关系的变化，主要有下列类型：相加作用，协同作用，拮抗作用及独立作用。

    （一）相加作用

    即多种化学物质的混合物，其联合作用所产生的毒性为各单个物质产生毒性的总和。产生联合作用的各化学物质的化学结构比较接近，或属于同系物质，它们作用于机体的同一部位或组织的毒性作用近似，作用机理也类似，如按一定比例，用一种化学物质代替另一种化学物质其混合物的毒性无改变。如丙烯睛与乙睛，稻瘟净与乐果等，如以死亡率为指标，二种毒物毒性作用的死亡率分别为 M 1 和 M 2 ，则联合作用的死亡率为 M = M 1 + M 2 ，又可通过单项毒物及混合物进行 LD 50 的测定，来进行混合物的联合相加作用的研究，一般以 LD 50 或 LC 50 为指标表示毒物相加作用。其公式为

    式中 p A,B … n 分别表示混合物中各单项毒物的组分（以小数表示）

    p A + p B + … p n =1 ， LC 50( A ) … ( n ) 为各种化学物质分别测定的 LC 50 。

    （二）协同作用

    多种化学物质联合作用的毒性，大于各单个物质毒性的总和，如稻瘟净与马拉硫磷，臭氧与硫酸气溶胶等，以死亡率为毒性指标，二种毒物毒性作用的死亡率分别为 M 1 和 M 2 ，则联合作用的死亡率为 M > M 1 + M 2 。这又可解释为一种物质毒性被另一种物质所增强。如有些致癌作用很弱的物质，引起动物肿瘤的潜伏期很长，甚至超过某动物的自然寿命，若这种弱致癌物质遇到一个具有协同作用的致癌物质共同作用时，便可缩短这弱致癌物质引起肿瘤的潜伏期而显示其致癌作用。

    （三）拮抗作用

    两种或两种以上化学物质同时作用于生物体，其结果每一种化学物质对生物体作用的毒性反而减弱，其联合作用的毒性小于单个化学物质毒性的总和。如二氯甲烷与乙醇，铁和锰等，以死亡率为毒性指标，二种毒物毒性作用的死亡率分别为 M 1 和 M 2 ，则联合作用的死亡率 M < M 1 + M 2 。

    凡是能使一种化学物质毒性减弱的化学物质，称该物质为拮抗物，如硒为汞的拮抗物。硒与镉、锌与镉、锌与铜等均有拮抗作用，正是这种拮抗作用，使得某些严重的汞污染区，因有硒的存在未能形成汞对人体严重的影响，同样的道理，在某些严重的氟污染区内，没有发现生物体有严重氟中毒现象，其原因可能是因铅、硼等元素在该地区存在。

    （四） 独立作用

    各单一化学物质对机体作用的途径、方式、部位及其机理均不相同，联合作用于某机体时，在机体内的作用互不影响。但常出现一种有毒物质的作用后使机体的抵抗力下降，而使另一种毒物再作用时毒性明显增强。如观察的毒性指标是死亡率，则联合作用的毒性是由某一化学物质作用后存活的动物再受另一种物质的毒性作用的结果。如二种毒物作用的死亡率分别为 M 1 和 M 2 ，则联合作用的死亡率为 M = M 1 + M 2 (1- M 1 ) 或 M =1-(1- M 1 )(1- M 2 ) 。但是混合物的毒性仍比单项物质的毒性要大。因为一种毒物常可降低机体对另一种毒物的抵抗力。下表 8-9 列举了某些外来化合物的联合作用。

    四、各属、种系和个体差异

    （一）种属差异

    据资料表明，在有些物质对动物的急性和慢性毒性试验中，不同种属动物的敏感性是不一致的，这可能与这些物质在不同种属动物体内蓄积作用不同所致，一般情况，人对小剂量毒物的作用较动物更为敏感。种属差异除量方面以外，有时还有质的不同，如分别分给小鼠、大鼠和猴经口投 C 14 标记的氯仿 60 mg/kg 体重，转化为 CO 的量分别为 80% ， 60% 和 20% ，而人经呼吸道排出的主要是原形氯仿。三甲撑三硝基胺引起兔和狗的白细胞增多，而对人则白细胞减少，苯引起人和兔白细胞减少及造血组织再生不良，而对狗产生相反的反应－白细胞增多，造血组织增生过盛。因此对动物实验的资料不能轻易地应用到人体中，因人对毒物比动物普遍敏感。据 260 种化合物的致死量比较，大多数毒物对动物的致死量比人高 1 ～ 10 倍，约有 3% 高出 25 ～ 450 倍，只有 8% 左右，人的致死量比动物高，又如经动物试验发现有 1000 多种致癌物质，但对人有致癌作用的仅有 20 多种。

    （二）种系差异

    种系之间对污染物敏感性的差异，没有种属之间明显，主要表现在量方面的差异。

    （三）个体差异

    个体对污染物的反应差异较大。不同性别、年龄、体重、健康状况、生理状况、遗传因素等，对环境异常变化的反应强度和性质明显不同。

    1 ．性别

    性别对毒性的影响，往往随毒物种属而异。有人分析 149 种毒物对雌雄小鼠、大鼠 LD 50 之比值 , 发现雌性动物较雄性动物为敏感，但差别不大。各类化合物毒性的性别差别见表 8-10 。这个表只反映其中各类化合物毒性性别差异的平均值，若对各个化合物逐个进行分析，则可见到有些化合物的性别差异还是较大的。例如，有机磷化合物中对硫磷、苯硫磷、 Disulfonton 等，雌性动物较雄性的敏感性高 5 ～ 8 倍，而马拉硫磷、甲基对硫磷和皮蝇磷等雄性动物较雌性的敏感性高 1.7 ～ 2.1 倍。雌、雄情况的差异主要由于性激素的不同，从而影响对毒物的生物转化能力，一般情况雄性肝脏内的一些酶对毒物生物转化能力大于雌性。但总的来说， LD 50 的性别差异多数不超过 2 倍，大于 3 倍的则罕见。

    2 ．年龄

    人和动物对毒物的反应受年龄的影响。据分析成年动物的 LD 50 与新生动物的 LD 50 之比值可波动在 0.002 ～ 16 之间。新生动物由于中枢神经系统发育不全，并且体内缺乏药物代谢酶，所以对中枢神经系统刺激剂和一些在体内经代谢后增毒的毒物可能不够敏感。有人观察年龄对乙醇、汽油、戊烷、苯和 2- 氯乙烷等的急性毒性的影响，按 LC 及麻醉浓度来看，敏感性基本上显示幼年 > 老年 > 成年。这可能与解毒酶活性有关。胎儿因缺乏这些酶，故对毒物很敏感。另外，某些毒物在幼年体内的吸收较成年为多。例如，儿童对铅的吸收较成人多 4 ～ 5 倍，对镉则多 20 倍。然而并不是所有化学物质对年幼的毒性都大，某些物质特别是中枢神经兴奋剂对新生动物的毒性较小，如有报导 DDT 对新生大鼠的半数致死量为成年大鼠的 20 倍以上。

    3 ．体重

    根据动物比较生理和生化的研究表明，动物的一系列功能指标的参数和体重有显著相关。动物对毒物的敏感性，作为机体的功能之一，因此也与体重有显著相关。有人建议，可根据毒物对各种动物的毒性，计算相应的回归方程。纵轴是致死剂量，横轴是体重。直线方程的斜率将随毒物而异，然后可用外延法来推算该毒物对人的毒性。

    4 ．健康状况

    动物的营养状况、体力活动情况、有无疾病以及其他许多因素，都能引起全身代谢水平和酶活性的波动，从而影响毒物在体内的代谢率和吸收、排泄速率。这些都成为造成对毒物敏感性个体差异的重要因素。如 1952 年伦敦烟雾事件一周内比前一年同期多死亡的 4,000 人中， 80% 是原来就患有心肺疾患的人。

第五节 研究方法

    为了探讨环境污染与生态效应的关系，必须运用物理学、化学、生物学领域的先进技术方法以了解外界环境因素的物理、化学和生物学作用，同时，又必须广泛地应用生理、生化、病理、毒理和临床学科的有关知识，以阐明机体受到外界环境影响时所引起的种种变化。因此其研究的方法很多，总结起来可分为两类：一是现场调查；二是实验研究。这二种方法是相辅相成的研究手段，也是宏观和微观相结合的研究方法。

    一、现场调查方法

    现场调查法包括生态学研究和流行病学调查。

    （一）生态学研究

    生态学的方法是作为掌握生态系统的自然现象的方法、就是观察物质（有机物质和无机物质）及其能量在生态系的各个组成部分之间的迁移转化，阐明某一局部地区以至整个地球范围内生态系统的相互依存，相互作用的关系。

    人类是生态系统中的成员之一，人类在生产和消费活动中排放的各种物质进入环境后，在环境因素（物理、化学、生物）的作用下被消化、吸收、分解从而达到环境的净化，维持了生态平衡。然而某些污染物大量进入环境，在短时间内不能被消除，在环境中经过一段时间的积累对生物和环境达到致害的程度，破坏了自然的生态平衡，给人类带了严重的后果，例如许多元素在生命活动中是有用的和必需的，在生命活动中常常是缺了某物质不行，虽然并非构成生物体必需的材料，却在生命活动中起着不可缺少的催化剂作用。无论是生命活动中必需的元素或非必需元素，当在生物体内积累值超过一定阈限，低于必需的阈值，或者进入生物体内途经方式是超轨行为，都将或多或少地危及或影响生物的生命活动。例如，磷是许多生物体构成中必需的成分。但人、畜吸入黄磷蒸汽可产生肝、肾的脂肪病变等疾患，严重的可致死亡，所以一般磷作业场所允许最高浓度为 0.1 mg/m 3 。不少重金属，当量值为 ppb 数量级时，它能对物质代谢起着催化作用，而当达到 ppm 数量级时，常可以观察到无益而有害的作用。

    通过生态学的研究，提供环境污染物定性及定量的资料，来计算污染物释放、并转移到生物体中的代谢剂量与效应关系，查明污染物在环境中的持久性，转化和迁移的规律，为制定环境有害物质的最高允许量提供科学依据。

    （二）流行病学调查

    流行病的调查是了解某一地区环境污染对居民健康状况、患病率、死亡率等危害情况的统计，为制定污染物的安全浓度提供科学依据。

    根据调查的因果关系和时间先后可分为两类。一类是回顾性调查，是调查人群中已经发生的某种疾病，追溯过去有无可疑的共同病因和发病的性质，是在病例发生后从果到因的调查。另一类是前瞻性调查，是将一个范围明确的居住区的居民划分为某一污染因素的接触组与对照组，在一定期间追踪观察和比较两组的健康差异和发病死亡情况，是从因到果的调查。

    调查时，将对象分为两组。一组受某物质一定浓度的影响，另一组不受该物质的影响，或所受物质影响的浓度小于接触组若干倍。然后观察两组人群中某种疾病的发病率或死亡率的变化，并进行比较（表 8-11 ）。回顾性调查比较 a/a+c 和 b/b+d ，用 χ 2 检验其差别有无显著性。两组人群在年龄、性别、生活条件、工作情况等方面均基本相似。前瞻性调查是在一定时期内跟踪比较接触组与对照组人群，即比较 a/a+b 与 c/c+d 。

    进行流行病学调查时还应注意一些问题，譬如样本大小、分组、以及多种因素的联合作用。

    1. 样本大小。环境污染物在环境中的浓度通常较低，对人群的作用较弱，其健康效应常在较易感的人群中首先出现，并且只有较低的出现率。社会条件、职业因素等可影响某种效应的出现率。因此调查时需有较大数量的人群样本，以充分显示某因素的健康效应，并排除其它因素对出现率的影响。如果已有敏感人群（如儿童对空气污染所致的紫外线不足比较敏感），可以较小样本的特定人群来进行研究。

    2. 分组。环境流行病学的目的是确立接触－效应关系和剂量－反应曲线。一般选取对环境因素有害作用最为敏感的那一部分人进行研究。根据环境负荷及人群组合等情况设立若干个接触反应梯度组（如划分轻重污染区、按不同年龄、性别的人群进行分组），以便于调查资料的对比分析。对接触人群与非接触人群的患病率或死亡率以及某种效应的出现率，须用标准人口结构加以标准化换算之后，才能进行比较。

    3. 多种因素的联合作用。研究某一已知的健康效应时，力求排除其它因素的干扰。在研究未知原因的健康影响或疾病时，力求阐明主导因素以及辅助因素的影响。在研究设计中对关联因素应加以周密的考虑。例如研究氯气对呼吸道疾患的影响时，应注意环境中其它刺激性气体如二氧化硫、二氧化氮、氟化氢等物质的浓度。

    二、实验研究方法

    为了深入地阐明环境污染对机体的作用，必须在严格控制的实验室条件下，进行环境污染物对机体和其它生物系统影响的观察，即采用毒理学的研究方法。毒理实验包括急性、短期和长期毒性实验，以及致癌、致突变和致畸实验。

    进行动物毒性实验前，需要收集该毒物的理化特性结构式、分子式、分子量、比重、折射指数、沸点、熔点，以及在脂肪、水及其它物质中的溶解度，在环境中的稳定性等，因为这些因素对毒作用有着不同程度的影响，此外，了解该毒物在环境中的实测浓度，对实验设计也有一定的指导意义。接下简要介绍急性、短期和长期毒性实验。

    （一）急性毒性实验

    急性毒性的定义是在 24 小时内一次或多次给药后短时间内所发生的不良作用。当不具备测试物质的毒性资料时，急性实验可用于对该化学物的相对毒性进行分析，研究其作用的类型及特殊毒效应，以及确定是否存在种系差别。

    1. 急性毒性试验的主要步骤

    （ 1 ）实验动物的选择

    急性实验最常用的动物是初成年的大、小鼠，如条件可能，采用 2 ～ 3 种动物同时进行，其中一种为非啮齿类动物如狗、猴等，雌雄各半。动物体重，小鼠 18 － 22 克 ，大鼠 200 克 左右。试验前后各称体重一次，以观察毒物引起的变化。体重下降是中毒的一种表现。

    （ 2 ）染毒方式和剂型选择

    染毒方式根据生物接触有害物质的方式而定，常用经口和吸入染毒。经口染毒常用灌胃法，吸入染毒多在静式染毒柜中进行，染毒时间常为 2 ～ 4 小时。必要时做经皮染毒实验。

    剂型根据受试物的理化性质确定剂型。剂量小、毒性强、有刺激性和腐蚀性的液态受试物，应对原液作适当稀释，以保证剂量准确和减轻局部副作用。固态受试物，则应选用适当的溶剂配成溶液、悬液、乳剂、油剂等。皮肤染毒用的剂型，采用软膏、糊剂等。

    （ 3 ）中毒症状的观察与记录

    染毒后应注意观察受试动物的中毒症状及死亡情况，一般观察 1 ～ 2 周。观察内容包括皮肤、毛、眼和粘膜的变化、呼吸、循环、植物神经系统，四肢活动和行为方式等的变化。特别要注意观察震颤、惊厥、流涎、腹泻、嗜眠、昏迷等现象（表 8-12 ）。记录症状出现率、出现时间、死亡数和死亡时间。并对部分死亡动物作病理解剖及组织学检查，以了解毒作用特点及主要受损器官和组织。

    （ 4 ）急性毒性的测定

    急性毒性的大小常以 LD₅₀ （ LC₅₀ ）表示。因为 LD₅₀ 受实验动物个体感受性（敏感性和耐受性）影响较小，结果较稳定，能较确切地反映出该物质的毒性大小。但实验动物的种类、染毒方式对 LD₅₀ 值影响很大，在以 LD₅₀ 表示时需加注明，如 DDT 的 LD₅₀ 为 250 毫克 / 公斤（大鼠、经口）。

    要使 LD₅₀ 的数值更有意义，应同时测定其标准误（或可信限），以及剂量－反应曲线的效率。如果两个 LD₅₀ 值的可信限相互交叉，则 LD₅₀ 值较小

    的化学物质的毒性不一定大于 LD₅₀ 值较大的化学物的毒性。比较两个 LD₅₀ 值相近的化学物的毒性时，斜率具有重要意义。如某化学物的斜率较平坦，则在低于 LD 50 的剂量时将比另一斜率陡的化学物引起更多的死亡（参见图 8-5 中，化学物 C 和 D ）。图 8-5 表明了斜率不同的意义。

    （ 5 ）剂量确定。用 LD₅₀ 作为测定指标试验，其剂量确定可按下列方法进行。

    首先，选择剂量范围。根据受试物的物理化学性质，参考有关资料，结合实验者本身的经验，主观确定大、中、小剂量作预试验，每组 3 只小鼠，给药后观察一定时间的死亡情况，求得动物全致死和全不致死的剂量范围。要求最小剂量的死亡率为 0% ，最大剂量组的死亡率为 100% 。

    其次，进行剂量分组。一般以 5 ～ 8 组为宜，要求死亡率在 50% 上下的各有一半的组。根据计算方法的要求，确定是否设死亡率为 100% 与 0% 的剂量组。

    最后，确定各组的剂量值。按预测验找出的最大剂量 ( b ) 和最小剂量 ( a ) 确定剂量分组数目 ( n ) 后，利用下列公式求公比 ( r ) 。

    求得公比 r 后，各组的剂量值分别为 a , ar 、 ar 2 、 ar 3 、 ar 4 ……。

    2. LD₅₀ 计算

    LD₅₀ 计算方法很多，现介绍两个简便常用的方法－目测概率单位法和寇氏法。

    （ 1 ）目测概率单位法

    目测概率单位法的计算基础，是把试验剂量换算成对数剂量，把死亡率换算成概率单位，使剂量－反应（死亡）曲线直线化。

    具体计算时，取半对数座标纸，以对数剂量为横坐标，死亡率的概率单位为纵坐标，则剂量－反应曲线即呈直线，根据试验结果，凭目测画出直线求 LD₅₀ 。用死亡率换算成概率单位，可不必用公式计算，而直接查表获得。

    若应用对数概率格纸，横坐标为对数值，纵坐标为反应百分率概率单位，则不必换算，按剂量及反应百分率（死亡百分率）直接作点图。

    （ 2 ）寇氏法（ karber 氏法）

    寇氏法在急性毒性的半数致死量测定时，是一种常用的方法。但剂量要求必须按等比级数分组，其比例一般为 1:0.75 左右，并最好能包括死亡率为 0% 与 100% 的剂量组。

    下面是一种农药腹腔注射小白鼠的死亡资料（表 8-13 ），试用寇氏法求其 LD₅₀ 。      

    计算的步骤如下：

    Ⅰ 按以下公式计算 LgLD₅₀

    上式中 xk = 最大剂量的对数

    本例： xk = lg622=2.7938

    d 为相邻量比值的对数

    本例：

    P i 及 P i +1 为各剂量组阳性反应率

    本例：

    把上列数值代入计算公式

    LD₅₀ = lg -1 2.6433 = 43.984mg/kg

    Ⅱ 按下列公式求 lg LD₅₀ 的标准误

    S lg LD₅₀ =

    式中 1 － P i 为各剂量阴性反应率； ni ＝每组动物数。

    本例： S lg LD₅₀

    =0.0792 × 0.249

    =0.0197

    Ⅲ 求得 LD₅₀ 的 95% 可信限为：

    = lg -1 (lgLD₅₀ ± 1.96SlgLD₅₀ )

    = lg -1 (1.6433 ± 1.96 × 0.0197)

    = lg -1 (2.6433 ± 0.0386)

    = 402.44mg/kg ～ 480.73mg/kg

    （二）短期毒性实验

    短期毒性实验， 又称亚急性或亚慢性毒性实验， 是研究实验动物在多次给以受试物时所引起的毒作用，试验期通常为动物生命期的1/30 ～1/10，大鼠为 3 ～ 6 个月，狗为 4 ～ 12 个月。通过实验，了解受试物有无蓄积作用，试验动物对该物质能否产生耐受性，初步估计出现毒性作用的最小剂量（最小有作用剂量）和不出现毒作用的最大剂量（最大无作用剂量）。确定是否要进行长期毒性试验，并为长期毒性试验的剂量分组和指标选择提供依据。

    1. 动物选择

    根据急性毒性实验的资料，选用敏感动物进行实验。通常应选用两种动物（啮齿类和非啮齿类），以避免种属差异造成的实验误差。其中，大鼠和狗是短期毒性实验中使用最普遍的，因为这些动物体积小，价格便宜，用药量省且化学物质毒理资料易得。实验动物雌雄各半，采用大鼠时，每个染毒组和对照组各用 10 ～ 20 只。选其出生后 3 ～ 4 周开始试验，体重 40 ～ 60g 。因为大鼠出生后 90d 左右生长最快，此时易于观察其生长的变化。采用狗时，每组的数量可减为 4 ～ 8 只，一般选用初成年动物。

    2. 实验期限

    常用实验动物的实验期限：小鼠为 3 个月，大鼠、家兔 6 个月。有人曾测定 33 种化合物对大鼠和狗的毒作用，观察它们对血液、生化和病理等 36 项指标，求得最大无作用剂量，结果发现大部分物质三个月的实验结果与两年的实验结果相近。还有人收集了 82 份毒性实验资料，对 122 种化合物的 56 个剂量水平进行分析，结果也认为除致癌作用和致突变作用外，在三个月毒性实验中未呈现毒性的化合物，在两年毒性实验中只有 10% 以下呈现毒性。因此，根据三个月毒性实验的结果来推测两年的毒性作用，有较大的可靠性。对一些有明显蓄积作用的毒物应适当延长实验期限。

    3. 剂量分组

    短期毒性实验的目的是建立剂量－反应关系和“最大无作用剂量”，因此，一般设四个组。最高剂量组应该产生明显的毒效应，但不使多数动物死亡。最低剂量组不应该产生任何可测得的毒作用。中间剂量组应产生某些轻微的毒性作用。另设对照组，该组动物不给所测试的化学物，但必须给予与染毒组相同的等量赋形剂。

    剂量的具体选择可根据急性毒性实验的 LD₅₀ 值和剂量－反应曲线的斜率加以确定。也可进行以下预备实验，选用 3 ～ 4 个剂量组，每组用雌、雄大鼠各 5 只，染毒 7 天。

    4. 观察指标

    观察指标主要有：一般健康状况、行为、生长、死亡、进食量、血尿生化指标检验、器官功能测定、器官相对重量、病理组织学检查等。

    （三）长期毒性实验

    长期毒性试验，又称 慢性毒性试验， 是观察试验动物长期摄入受试物产生的反应。所谓长期，是指试验动物整个生命期的大部分或终生，有时可包括若干代的试验。通过长期毒性试验，了解短期试验所不能测得的反应，确定最大无作用剂量，为制订环境允许量提供依据。

    1. 动物选择与实验期限

    常用的实验动物也是大鼠和狗，每组的动物数量应适当增多，一般 20 ～ 25 只。试验期一般大鼠 2 年，狗 6 年。

    2. 剂量分组

    试验一般设 5 ～ 6 个剂量组。各剂量组要求有 1 ～ 2 个组不出现中毒反应，有 1 ～ 3 个组出现甚至明显出现中毒反应。剂量分别按 LD₅₀ 的1/10、1/50、1/100、1/1000确定。

    3. 染毒方式与观察指标

    受试物的给予方式与短期毒性试验相同。观察指标除参照短期试验要求外，还应每隔 3 ～ 6 个月对动物进行一次血液学、生化学指标的检验。试验结束时，全部动物都必须进行病理学检查。

    最后还应注意的是实验所获得的最大无作用剂量 严格地说，是未观察到的最大无作用剂量，如果选用更敏感的动物，加大每组动物数量或采用更灵敏的指标，这一剂量水平还有可能降低。根据已获得的最大无作用剂量，同时如果该化合物没有其他的特殊毒作用，则可外推动物实验的数据以求得人的容许摄入量。由于以下三方面的原因，外推时需加安全系数：（ 1 ）人与动物种系敏感性不同，一般认为人对毒物比动物敏感。（ 2 ）人的个体敏感性不同，而且人的个体差异程度可能比动物的个体差异要大。（ 3 ）实验中所用动物数量远低于实际可能接触的人数。世界卫生组织建议安全系数值为 100 ，范围为 20 — 1000 。总之，由于动物和人的差异，动物实验结果外推到人时要十分谨慎。