毒性的影响因素

非生物因素 (1) 温度(每增加10C，多数有毒物的毒性会变化2到4倍) 影响方式复杂。适应温度和实验温度。
最终初始致死温度 致死阈值 50% 致死阈值 5%
耐受温度
负载水平 (活动生长) 抑制水平 (产卵)
三种毒性终点(死亡、生长、 产卵)下的适应温度和耐受温 度的关系。虚线各自内部面积 指示耐受区。
生态毒理学方法学方法

生态毒理学研究的特点 (1) 研究目标：保护多物种的种群和群落免受造成现实或潜在危害有毒物浓度 的暴露。 (2) 关注物种：受控于直接实验法的需要。 (3) 鉴定不穷尽性：无法鉴别所有关心的受试物种。因此，结果外推程度不确 定。有机体在生态系统中的反应与实验室内受控条件下的结果可能不一致。 (4) 受试有机体：尤其指水生生物，生活在多变的环境中，体温随环境温度改 变，有些与温度有关的毒性预测性较差。外部或暴露剂量及暴露时间直接从 测定结果获得。 (5) 毒性作用机理和结构活性关系：偏重于基础研究，重点在于测定效应和临 界(阈值)浓度。 (6) 常用检测方法：通常较新，有些已标准化，但对于生态系统层次的有效性 尚未确定。 在介绍、讨论和评价各种方法的理论和实践意义时，经常涉及生物指示物、 标记物，生态指示物和模型。
稳定有机络合物
不稳定有机络合物
游离离子
颗粒态吸附
无机络合物
胶体形态
按操作定义的金属形态
原始样品在室温下风干，然后在105C的烘箱中烘干。用玛瑙研钵研磨后，过尼龙筛， 筛选一定孔径的颗粒。取一定量样品，按下述方法对金属进行化学逐级提取： 样品 蒸馏水(W/V＝1:20, 2h, 25C)
液相：水可溶态
pH = pKa + log[(B)/(HB+)]
由上述关系，pH影响弱酸和弱碱的水溶解度。此外，pH还能影响亲脂金属形态 的生物有效性，不经形成表面络合物而穿过细胞膜。
毒性的影响因素
(3) 盐度 主要应用于盐度变化明显得海湾地区。对大多数金属而言，低盐度会增加毒性。盐度 对金属生物有效性的影响主要与其形态有关。 (4) 硬度 硬度的主要成份是二价钙离子和镁离子。美国环保局USEPA定义硬度通常以CaCO3等 价值。 (5) 化学混合物(isobologram，等热辐射测量图) 一般地，同一化学分类的化学物具有相似的毒性。混合物毒性并非是简单加和关系。 LC50 无相互作用 联合毒性行为 (中间加和响应) 无 相 互 作 用 协同/增强 化学物B LC50 有毒混合物模型：条目定义 化学物A：96小时LC50＝1mg/L 化学物B：96小时LC50=10mg/L 两者分别按1mg/L和10mg/L加入 96小时死亡描述 50%死亡 定义

生物指示物的一般概念和原理 生物指示物可被视为了解一种条件和状态的手段。利用生物指示物所依托的 一般原理在于有机体对生态环境特定条件或特定条件变化的产生响应，而且 生物响应可加以测定。 生态指示物是指示生态系统条件/状态的生物响应，但不一定是生态系统水平 上的一种测度。 例如湖水中叶绿素a浓度是仲夏浮游植物群落的一种生物测度，并用于有关磷 浓度的湖泊生态系统整体状态的指示物。高浓度磷会导致富营养化，引起湖 泊中多种营养水平的响应。评价富营养化程度，尽管可选用磷浓度或一些鱼 的种群和群落参数，但对于常规评价，叶绿素a测定是可靠且相对简单的指示 物。 理想的生物指示物条件：生物响应可以定量化；专用于扰动；在实验室和现 实环境中均可进行观察；对系统整体功能有重复性和可靠性。 区分两种生物响应： (1) 达到某一实验终点； (2) 某一化学物质在组织中积累。 生物指示物和生物监视器的定义：推荐将生物指示物用于所有类型的响应， 从亚细胞至系统，而不是物质累积。而生物监视器则主要针对机体累积类型。 两者的性质比较(参见下述表格)
骨骼 CO2+H2O
H+ K+ Na+ + HPr H+ 鳃 H+ +Na+Pr－ H+
H+ H+ Ca2+ K+ HP42+ H++HP42－ H++NH3
H++HCO3－ K++HPr H++K+Pr－ ICF NH4 H2PO4
Na
ECF
H++NH4
肾
NH3
毒性的影响因素
H+还能影响痕量金属的毒性，方式为：(1)影响水中的金属形态；(2)与金属 竞争生物膜上的表面反应位。下图为天然水中痕量金属的主要形态及其转化。
固相
30%H2O2+0.02M HNO3 (pH=2, W/V=1:20, 4h, 85C) 浓HNO3－HClO4－HF (8h, 160C)
液相：有机－硫化物结合态 液相：残渣态
固相
Henderson－Hasselbach方程式
解离常数pKa与弱酸和弱碱pH的关系 污染物处于pH变化的水介质中，其吸收进入机体内在相当程度上受pH影响， 即在肠胃消化道内的酸碱反应。 对于弱酸 HA H+ + A－ Ka = (H+)(A－)/(HA) logKa = log[(H+)(A－)/(HA)] 对于弱碱 HB+ H+ + B Ka = (H+)(B)/(HB+) logKa = log[(H+)(B)/(HB+)]
化学物A
无相互作用，各自反应
<50%死亡 拮抗作用，混合低于各自 相加 >50%死亡 (1) 倍数比例增加 直接相加 (2) 低于情形(1) 低于加和 (3) 高于情形(1) 增强作用
毒性的影响因素
(6) 溶解有机碳(DOC) 溶解有机分子，分子量跨度从低于1000高至100000以上。作为金属离子的络 合剂。 (7) 脂水分配系数(化合物的毒性除与其在脂水相的相对溶解度有关，还与其 体液绝对溶解度有关) (8) 电离度(弱酸或弱碱型有机物在体内pH条件下，电离度低，非离子行比例 高，容易被吸收发挥毒性) (9) 挥发度和蒸气压(暴露接触的机率) (10) 分散度(粉尘、烟雾等固态物质毒性与分散度即颗粒粒径大小有关) (11) 纯度(杂质：剩余原料、合成副产品、添加剂、赋形剂) (12) 湿度(伴随高温时，化学物经皮肤吸收速率加快) (13) 气压 颗粒物的作用：食物的重要性 气态污染物除去呼吸吸入和气孔/表皮进入植物外，还有两条基本进入途径： 以溶解态形式直接通过生物膜传输；摄取污染颗粒物质(仅对异养生物)。 有机污染物孔隙水相和沉积物相之间分配：Cw/Cs=Kocfoc，Koc，foc分别为有 机相分配系数和沉积物有机碳分数。沉积物－水，土壤－水分配系数可以由 辛醇－水分配系数近似：logKoc=a Kow+b。

毒性的影响因素
沉积环境中影响化学物生物有效性的许多重要过程受沉积物氧化还原条件影 响。其中，常处于厌氧环境的沉积物中硫化物对金属的作用很大。酸可挥发 性硫化物(acid volatile sulfide, AVS)与酸化过程中同步提取金属含量的关系是 重要的描述沉积物中金属生物有效性的指标。比率形式：AVS/SEM<1；差减 形式：AVS－SEM。但具体情况尚需具体分析，可能有其它因素控制毒性发 挥作用。同时，AVS方法比较依赖沉积物孔隙水作为控制金属生物有效性的 因子，没有考虑底栖生物的摄食习惯和行为，如摄取颗粒物。 定量结构与活性的关系(quantitative structure activity relationship, QSAR) 有助于通过比较预测新化合物的生物活性、作用机理和安全限量范围。目前 正处于发展阶段。QSAR，QSBR(biodegradation)，QSPR(Properties)。 前提假设：某一化合物的子结构均会对整体性质作出贡献，类似的化合物应 对靶标具有相似的作用模式。现阶段通常采用简单或多元回归方程式： Y= a+bX；Y = a+b1X1+b2X2+…+bjXj 有关的因素： (1) 同系物的碳原子数； (2) 烃基：分子结构引入烃基，脂溶性增加，易于通过细胞膜，毒性增强，但 烃基结构可增加毒物分子的空间位置阻碍效应，从而使毒性降低。 (3) 分子饱和度：分子中不饱和键增加是化学物活性增加，毒性加强。

生态毒理学应包含各种组织水平上的研究
不同类型生物组织水平之间的关系
细胞
组织
个体
种群
群落
情形A
“嵌套形式”，细胞效应即简单地意味着所有生物水平的效应。
细胞
组织
个体
种群
群落
情形B
细胞
组织
个体
种群
群落

情形C
情形B和C中的竖条纹区域代表不确定性 (Uncertainty)。
低级生物响应(如酶活性或免疫响应的改变)可能代表从健康反应直至压迫 (stress)的广谱范围。因此，难以确定这种响应和有机体适应性的定量关系。 从个体水平响应结果外推至种群或群落水平属于另一类问题(如情形C)。
logKa = log(H+) + log[(A－)/(HA)]
－log(H+) = －logKa + log[(A－)/(HA)]
logKa = log(H+) + log[(B+)/(HB+)]
－log(H+) = －logKa + log[(B+)/(HB+)]
pH = pKa + log[(A－)/(HA)]
生态毒理学研究方法

其中一类研究方法： 从复杂系统中发现某些环境要素，研究在此环境要素条件下，污染物的行为 (模拟分析)； 利用自然生态系研究污染物的变化； 详细分析环境中的样品，确定污染物定量方法。