生态毒理学7的学习课件

生态毒理学7的学习课件第1页/共51页作业练习列举生态毒理学与传统毒理学的差别；图示环境/生态毒理学的基本要素；如何理解环境/生态毒理学中的“剂量”概念？描述在该主题各种应用中剂量的不同表示方式；什么是LC50？描述毒理学家如何测定，包括所用的某些统计模型。这种评价毒性方法的优势和不足表现在哪里？慢性和亚急性毒性生物法经常表现出比急性毒性测试更为灵敏。利用不同方法的实例，描述通常使用的终点类型；描述获得无效应浓度和最低可观察效应浓度的方法。对比先前的种群－响应分布模型，通用线性模型方法的优势是什么？对比更为机械的模型，基于种群的剂量－响应模型的毒性临界值的概念是什么？给出毒物兴奋效应的两种解释。生态毒理学的两个关键问题？两个重要过程是什么？为此需要了解那些内容？解释受体和最大可接受毒性浓度的概念。沉积物质量评价三合一方法中的要素是什么？第2页/共51页毒效(efficacy)

外源物在理想条件下可以达到的对生物体的最大影响，即：剂量－响应曲线中生物体“响应”的上限。毒能与毒效主要用于比较化学物对生物体影响的能力和特点。最大可接受毒性浓度(maximumacceptabletoxicconcentration,MATC)

指无观察效应浓度与最低观察效应浓度的几何平均值。是对低于致死剂量(慢性)生物法的一种度量。无观察效应浓度(noobservedeffectconcentration/level,NOEC/NOEL)

指响应与对照控制组没有显著差别所对应的化学品最高浓度。基本概念第3页/共51页

注意：因检测(观察)结果的变异性较大(源于技术、方法等)，因此NOEC不宜用作无效应浓度(NEC)的估值；而EC50和其它点估计值则相对NOEC不确定较大的情况更加一致，更为可靠，可用以比较不同检测的结果。最低观察效应浓度(lowestobservedeffectconcentrationorlevel,LOECorLOEL)

指响应与对照控制组有明显差别所对应的化学品最低浓度。百分抑制浓度(percentageinhibitionconcentration,ICp)

表述分级的低于致死剂量的结果。例如：造成孵化率或生长率30%抑制作用，可表述为IC30。急－慢性比率(acutechronicratio,ACR)

代表一种在缺少更多合适数据条件下估算慢性毒性的粗略方法：ACR=急性LC50/MATC第4页/共51页正规偏差值Probit浓度5外推的LC096h72h48h24h0A1/T利用在不同时间间隔上，剂量－响应的数据所得到的回归方程来确定LC0(LC0.01)USEPA利用三维方法(剂量－响应－时间)推导无效应浓度(NEC)NEC的操作定义为：从正规/正态偏差曲线上t

处的LC0.01。包括两步分离的回归过程：(1)首先确定各时间间隔的LC0(图A)；(2)

然后绘制LC0数据与时间倒数的关系，并外推至假设的极限暴露时间(图B)。绘制LC0

对1/T图形，以确定LC0

在t

处B截距(a)LC0

LC0

浓度0.010.020.03利用回归技术由急性毒性生物法外推时间、浓度、死亡率以估计长期效应第5页/共51页低剂量外推模式示意图0可观察范围外推剂量范围剂量反应出现多种可能情况，存在不确定性第6页/共51页95%置信水平下限95%置信水平上限毒物浓度(mg/L)比例响应0.01.00.1LOEC

与95%置信水平上限相交的水平线与零浓度相关；也与95%置信水平的下限相交，交点对应的毒物浓度即为最低可观察浓度LOEC。有时响应曲线会侵入“负剂量”区域，这对该经验曲线并非异常情况；尽管在图中的数据集合内LOEC与LC10相符合，但对于其它经验型的剂量－响应关系而言，数据的变化/变异性可能很大。通用线性模型评价最低可观察效应浓度第7页/共51页生态毒理学方法学方法群落及更高层次的生物指示物：毒理学中的生态方法

(I)有毒物质的物种间效应生态系统中每个物种只能适应环境因子特定的范围；各物种内部集合种群对特定环境参数的响应可能遵循正态分布。两物种范围出现叠加时，化学物的压迫表现更偏向于耐受力差的物种。实例(参见河口生态系统样例图示)。

(II)受有毒物影响的营养水平/层次之间的相互作用研究食物网的另一种观点则采取“由顶至下”的方法： 首先去除顶级的食肉动物，释放二级食肉动物以捕获食草动物种群，从而导致藻类生物量增加，表现为层叠效应。第8页/共51页河口生态系统中痕量金属效应的概念模型A.

正常群落包括较大的浮游植物种，优势的桡脚类动物和底栖过滤捕食者。MZPPPCOPOYSB.

痕量污染元素压迫群落则包含较小的浮游植物种(小型硅藻、鞭毛藻、蓝藻)，桡脚类动物和底栖过滤饲养者数目下降，微小浮游动物微生物捕食者占据优势。圆的大小指示生物体大小和丰度，箭头指示捕食关系。PP:浮游植物；COP:桡脚类动物；MZP:微小浮游动物；OYS:底栖过滤捕食者。PPCOPMZPOYSAB第9页/共51页另外，除直接的有机体毒性效应，污染物还可引发食物链破坏，例如富营养化过程，过量的氮磷通过点源和非点源来源导致初级生产者的定性和定量变化，主要副作用是增加水中氧的消耗，出现贫氧或厌氧环境。

(III)种群和群落响应的终点

响应终点指数是基于特定种群或群落的结构变化，或结构和功能的混合

(1)基于种群的终点生殖性能(孵化率和幼体存活率)；生命周期；基于阶段的人口统计学模型(Leslie矩阵模型)；生命循环种群分布矢量。

(2)群落指数第10页/共51页

MargalefPielouBrillouinH=(1/N)Ln[(N!)/(n1!n2!n3!…nk!)]Shannon－Winners:物种数目；N:个体数目；ni:第i种物种的个体数目；d:群落丰度；E:均匀度；H,H’:各个体的多样性。污染评价中经常用到的群落多样性指数生态毒理学方法学方法第11页/共51页污染排放下游河流生物群落可能变化情景群落组成的改变各种可能关系图示管理决策无变化abcbacbacabcabcbaaba接受(1)群落无损失(2)低层次丰度增加接受(1)群落部分损失(2)低层次丰度增加需要基准(1)群落部分损失(2)低层次部分替代需要基准(1)群落部分损失(2)没有替代需要基准(1)群落完全损失(2)低层次丰度增加不可接受，不太可能(1)群落完全损失(2)低层次部分替代不可接受(1)群落完全损失(2)没有替代不可接受a：代表污染区内的分类数目b：代表未污染区内的分类数目c：代表两区所共有的分类数目I：群落损失系数指示损失程度I=(a－c)/b其中，b可以包括一些在未污染群落中没有出现的替代物种。指示物种间相互作用第12页/共51页绘制对数正态分布的数据计算(作图基础)每一物种的个体数目物种数目百分比例%累积%几何分类算术分类I1819.519.5II2－31331.751.2III4－737.358.5IV8－1549.768.2V16－31512.380.5VI32－6324.985.4VII64－12724.990.3VIII128－25524.995.2IX256－51124.9100兼顾种群大小和物种丰度的群落指数表现为对数正态分布。这里，利用每一物种中个体的几何分布与一群落中物种的累计百分数作图；针对大量不同种类的群落数据作图将得到一线性关系。第13页/共51页群落结构特性及其定义对系统产生负面效应的扰动救助对系统产生负面效应的扰动压迫系统输入或环境的改变超出正常变化范围混乱/扰动位结合均匀度和丰度并分别给予特定权重的一种测度多样性指数物种丰度分布的方差均匀度无量纲中间相互作用的数量级：一物种密度对另一物种生长速率效应的大小相互作用强度无量纲实际的中间相互作用数目除以可能的中间相互作用联接度整数生态系统中物种数目物种丰度种群密度随时间变化，或联合的测定，如标准偏差或变异系数可变性时间变量改变所需的时间持久性无量纲，连续扰动后变量改变的程度抵抗性时间扰动后变量恢复至平衡状态的速率，对非稳态系统无定义。恢复力二元系统能不确定地保持结构和功能，所有非连续性生态系统(即顶点)是耐受性的，但并非稳定。忍受性无量纲和二元(稳/不稳)扰动后所有变量返回初始状态，系统稳定；若仅对小扰动能返回原态称局部稳定；对所有扰动均能返回原态，称为全局稳定。稳定通过反馈控制过程保持稳态状态动态平衡单位定义变量蓝：稳定性；绿：复杂性；黄：变化上述方法缺陷之一表现为：忽视了在不同群落中物种的角色不同，没有认识到群落性质差异可能来源于与环境污染无关的复杂因子。第14页/共51页

(IV)生态系统平衡

在拥有大量物种的群落中，有如下特点：

(1)

关联度与稳定性成反比；

(2)

种群恢复力较差；

(3)

物种去除导致组成和生物量改变机会较高；

(4)

没有物种去除，物种组成具有较长的持久性。

如果群落之间联接愈多，则：

(1)

物种达到稳定所须物种数愈少；

(2)

损失一物种导致进一步物种损失的可能性愈大；

(3)

其种群恢复力愈大；

(4)

其组成愈有持久力；

(5)

如果去除一物种，生物量愈有抵抗性。生态毒理学方法学方法第15页/共51页模型

(A)概念

数学模型是概念模型基本的量化形式。

生态毒理学中模型的正确应用包括：

i)

鉴别环境中有毒物途径和行为的关键过程；

ii)

预测系统扰动造成的输出(结果)；

iii)

现存和尚未登记化合物风险评价；

iv)

指导有毒物管理。

(B)质量平衡模型

当前大多数模型属于箱式(box)模型，质量平衡应用在给定的环境容积内。

生态毒理学方法学方法第16页/共51页

有两个基本原则：

(1)

施加于系统的任何化学物的量在模型中均须予以估计；

(2)

如果有一化学物以特定速率输入系统中，其途径、分室和结果浓度必须显示。

输入速率－输出速率＝总量变化

其中，动态求解涉及微分方程求解。稳态解表现形式是简单代数形式。

建立模型的关键是给出合适的方程式描述过程和获取化学物准确的参数值。

为此，需要获得下述可靠的信息

(a)

平衡分配

例如辛醇－水分配系数KOW表征物质亲脂性大小；第17页/共51页 (b)降解反应

包括代谢，改变物质化学结构，且通常不可逆。 降解反应涉及生物降解、光降解、酸碱水解和生物代谢；

(c)传输过程

例如挥发、沉降、进食和呼吸速率。第18页/共51页 (I)模型中环境介质的特性

(以一个拥有8个分室环境的模型为例)

a大气：与地表最紧密接触的对流层，假定大气压下气体密度同一；

b

气溶胶：大气中天然和人为来源的颗粒物；

c

水：考虑水体深度；

d

悬浮沉积物：

e

水生生物：

f

底泥：包括固体和有机质。在水平和垂直空间上异质性，充当污染物“汇”或“源”；

g

土壤：包括固体、有机质、水分和空气。

h

陆生生物：含有一定比例的脂。常存在巨大的不确定性和变异性。 生态毒理学方法学方法第19页/共51页

逸度：与化学势有关，化学物的分压，可视为化学物逃逸的趋势。不仅与化学物自身性质有关，也与介质的性质有关。是两相物质平衡的化学热力学的判断基准。

(II)稳态质量平衡模型

(以湖泊和水塘系统为例)

a

水的体积；

b

水的输入和输出速率，在给定水体积条件下，计算水 的滞留时间；

c

悬浮颗粒物输入和输出速率；

d

悬浮沉积物沉降；

e

水体中化学物的反应速率；

f

挥发速率； 第20页/共51页 g

化学物气－水分配系数；

h

化学物生物－水分配系数；

i水中颗粒物浓度；

j水中生物体浓度；

k化学物排放速率；

l输入水体中化学物浓度。

目的在于计算：

(1)

化学物在水、颗粒物和生物体之间分配；

(2)

水、颗粒物、鱼体系内的稳态或常量浓度；

(3)

所有损失速率。

第21页/共51页 (III)鱼的化学物吸收/去除模式

涉及的过程：

a

从水体经鱼鳃吸收；

b

从食物吸收；

c

经鱼鳃损失；

d

经排泄损失；

e

经代谢损失；

f

通过有机体生长稀释组织中的浓度。

其中，输入和输出过程通过两种可替换的方式表达：

一是速率常数； 二是逸度形式。第22页/共51页 (IV)效应的模型化(QSAR)

定量结构与活性关系QSAR， 定量结构与性质关系QSPR， 定量结构与生物降解关系QSBR。

(C)其它应用生态毒理学的模型

(1)

环境归趋(fate)逸度(fugacity)模型；

(2)

暴露分析模型系统；

(3)WHAM(WindermereHumicAcidModel)化学平衡形态模型。第23页/共51页湖泊中化学物稳态质量平衡排放输入颗粒物生物沉降反应输出水和颗粒物1)溶解化学物；2)颗粒物上化学物；3)生物体内化学物；挥发沉积物水体大气第24页/共51页鱼的生物富集模型经鱼鳃吸收k1CW或DVfW经鱼鳃净化损失k2CF或DVfF食物摄取kACA或DAfA排泄损失kECF或DEfF生长稀释kDCF或DDfF代谢降解损失kRCF或DRfFk：速率常数；C：浓度；f：与浓度对应的逸度传输速率常数；D：与速率常数k对应的逸度速率常数。第25页/共51页

(D)生态毒理学模型的优势、局限性和缺陷

模型方法的优势

a)

综合知识；

b)

分析整体系统性质；

c)

通过灵敏度分析，鉴别系统中速率决定或关键性步 骤；

d)

鉴别有关系统或化学物信息质量和数量的不足；

e)

为物质对环境的临界负荷，即对生态系统不产生负 面结果提供建议；

f)

对系统未来响应提出估计。

模型最大的局限性：

(1)

输入数据经常是不充分的、不适合的；

(2)

描述各类过程的数学表达式的有效性受到质疑。第26页/共51页

生态毒理学模型的分类生态毒理学模型的应用生态毒理学模型的特点环境风险评价生态毒理学模型的结构实例(无机、有机)提纲第27页/共51页分类逸度模型(fatemodels)

考察化学物质在一相或多相化学介质中的浓度分布；效果模型(effectmodels)

污染物转移到某一生物体的浓度或身体负荷对于组织器官、种群、群落、生态系统、多个生态系统的交叉及整个生物圈的影响逸度－传输－效果模型(fate-transport-effectmodels)

二者结合

应用 生态毒理模型目前主要用于排放到环境中化学物质的环境风险评价第28页/共51页生态毒理模型与其它生物地化模型区别涉及所有可能的有毒物质的模型，参数量巨大， 因此，使用的一般估计方法所涉及的范围十分宽广；安全系数很高，表示为实际浓度与有害浓度之比；可能包括一个效应成分，它把输出浓度及其效应联系起来；因涉及模型和参数的数量巨大，以及在具体过程、致死效应、拮抗和协同效应等方面的知识有限，导致现阶段使用简单模型成为可能和需要。第29页/共51页风险评价的步骤：(九步)1.Identificationofhazard3.PNEL/PNEC5.PEC2.Effectassessment4.Emissionassessment6.Riskquotient=PEC/PNEC7.Riskclassification8.Risk-benefitanalysis9.Riskreduction注：PNEC=PredictedNon-EffectLevel；PNEC=PredictedNoEffectConcentration.第30页/共51页

环境风险评价不确定性是基于随机性误差知识的不完备 为解决环境评价中的不确定性，可考虑引入安全因 子，通常取：50－100第31页/共51页

EIA&ERAEIA：环境影响评价评价人类行为的影响，考虑所有可能的影响，包括 二级、三级影响。ERA：环境风险评价侧重强调因人类行为所带来的负面影响。第32页/共51页

生态毒理模型按结构可划分为五类食物链或食物网动态模型有毒物质迁移的稳态模型有毒物质在一个营养级水平的动力学模型种群动态毒理学模型含有影响成分的生态毒理学模型第33页/共51页食物链或食物网动态模型

此类模型考虑有毒物质通过食物链或食物网流动，模型相对复杂，包括很多状态函数和参数，因此应用不是很广泛，可作为富营养化模型的子模型。第34页/共51页PbinalgaePbinzooplanktonPbinfishIPbinfishIIPbinsedimentPbinwaterWastewaterEmissionAtmosphereFallout例1.水生生态系统富集铅的食物链模型的概念框图第35页/共51页有毒物质迁移的稳态模型 静态模型可以有效描述有毒物质的状况，并且若有毒物质的浓度增加或减少时，可以给出预期的变化，季节变化对模型的影响不大。此类模型是基于质量平衡，常常包含多个营养级。第36页/共51页BLOOD30gperdayFOODANDWATERAirINHALED12.5gperday12.5gperdayORGANS30gperdayExcretion30gperday12.5gperdayBONES例2.Pb吸收的静态模型270gperday,Faeces第37页/共51页DDTinwaterDDTadsorbedInputPhotolysisandDechlorinationDDTthroughthefoodchainDDTinfishOutputOutputDDTinsedimentDegradation例3.简单DDT模型的概念框图单营养级动力学模型第38页/共51页种群动态毒理学模型种群模型是生物统计模型，因此模型中有很多个体和种类作为状态函数。简单的种群模型只有一个种群。种群的生长是出生率与死亡率竞争的结果：dN/dt=BNMN=rN N：个体个数

B：出生率

M：死亡率 种群动力学模型可包括2个或更多的营养级，考虑有毒物质对出生率和死亡率的影响，以及种群之间的相互作用。第39页/共51页含有效应成分的生态毒理学模型 与种群模型相比，此类模型包括更多有毒物质和效果的关系，反映从细胞到生态系统各种水平的危害。

此类模型要回答以下问题：有毒物质是否在生物体内富集？在考虑吸收、排泄、生化代谢的基础上，生物体内 该有毒物质的浓度是多少?在该浓度下的慢性作用是什么?有毒物质是否在一个或多个组织器官中富集？哪些物质会在各部分组织中转移？分解产物会导致更大的危害吗？第40页/共51页

由于毒理学和生态毒理学知识的不完备，模型不可能详细描述有毒物质被生物体的吸收、转移及吸收效率、浓度因子，否则模型很容易就变得很复杂，需要计算很多的参数。因此大多数此类模型不会反映有毒物质在生物体内富集的细节及相应影响，而是尽量简化。通常，富集过程常用以下方程来表示：dC/dt=(efCfF+emCmV)/WExC=(INT)/WExC C是有毒物质在有机体的浓度

ef和em分别是从食物和环境介质中的吸收效率

Cf和Cm分别是有毒物在食物和环境介质中的浓度

F是每天的摄取食物总量

V是每天吸收的水或空气的体积

W是生物体的干重或湿重

Ex是排泄参数第41页/共51页

一般地，完全解决一个生态毒理问题需要4个子模型，分别是：逸度或暴露模型(尽量简化)效果模型(浓度和效果相关联)人类预测过程模型人类评价过程模型第42页/共51页FATEMODELSHUMANPERCEPTIONMODELSEFFECTMODELSHUMANEVALUATIONMODELSEmissionsConcentrations一个完整生态毒理模型的4个子模型Naturalforcingfunctions第43页/共51页例1.Cd对丹麦农产品的污染SludgeFertilizerAtmospherefalloutLivestockAnimalWasteFoodproductionUptakeGroundwaterDrainageFoodproductionAtm.falloutImportedFodderCd在各环境介质中的平衡分布第44页/共51页STELLA2模拟的概念框图系统生态学第45页/共51页Cd-detritus=Cd-detritus+dt*(Cd-waste–mineralization-minquick)INIT(Cd-detritus)=0.27Cd-plant=Cd-plant+dt*(Cd-uptake–yield–Cd-waste+Cd-air)INIT(Cd-plant)=0.0002Cd-soil=Cd-soil+dt*(-Cd-uptake–loss+transfer+minqiuck+airpoll)INIT(Cd-soil)=0.08Cd-total=Cd-total+dt*(Cd-input–transfer+mineralization)INIT(Cd-total)=0.19Airpoll=0.00000014Cd-air=0.0000028+STEP(-0.0000028,180)+STEP(+0.0000028,360)+STEP(-0.0000028,540)+STEP(+0.0000028,720)+STEP(-0.0000028,900)Cd-input=PULSE(0.0014,1,180)Cd-uptake=distributioncoeff*Cd-soil*uptakerateCd-waste=PULSE(0.6*Cd-plant.160,360)+PULSE(0.6*Cd-plant.181,360)CEC=33表1.模型所含方程第46页/共51页CEC=33Clay=34.4Distributioncoeff=0.0001*(80.01-6.135*pH-0.2603*clay-0.5189*humus