转化产物风险评估的研究进展
摘要：
环境中微污染物在环境
中降解时，由于其可能产生持
久性的有毒的转化产物，因而
在在环境风险评估时必须给
予足够的关注。转化产物成为
目前的一个热门话题，不仅与
他们在环境中的形成相关，更
重要的是它们在污水预处理，
可能会由有利的先导物产生
副产物。另外，由于大多数的
医药品并非在它们的生产地
直接排入污水，而是在经过人
类以及动物的新陈代谢后排
出的，因而在做人类以及动物药品的环境风险评估时需将人类以及动物的新陈代谢考虑在内。在转化产物的风险评估的全部的三个方面，都已经开发出其独立的方法，这三个方面包括危害识别，暴露评估，危险性评估等，其中危险性评估包括剂量响应特性和风险表征。本文简要的描述了风险评估的这三个方面，并定义了它们之间的联系，说明它们的共性，并期望找到一种共同的解决办法。我们要在能够评估某一种单个的正在经历一个特别的转化过程，例如，生物转化或者是光氧化等这些过程所产生的转化产物的评估方法中找到一种合适的方法。同时我们又要在能够评估优先转化产物在环境风险方面所做的贡献的方法中找到一种合适的。我们将存在的能评估母体降解中产生转化产物方法分为暴露导向以及效果导向两种。在暴露导向中，转化产物被识别；在效果导向，通过化学分析的方法来量化转化产物，反应混合物也会被进行毒性测试。当TPs（transformation produces）毒性的降低与母体浓度降低相符时，TPs不会被识别；当且仅当TPs的毒性增加或者是毒性的降低与母体化合物的浓度减少不成比例时，TPs才会被识别。对评估优先转化产物在整个环境风险评估中所做的贡献时，我们将现存的研究整合成一个连贯的基于模型和风险导向的框架。在这个框架中，交叉参照了从母体化合物到转化产物的所有数据，同时也讨论了这一方法的局限性。更重要的是本文也证明了如何将母体化合物的效应数据与毒性基团的分析和生物积累程度联系起来，以促进转化产物的效应评估。
1 前言
化学产品而产生的污染物给我们的环境带来越来越多的危害，并随着人口的增长和气候的改变而逐渐增强。数以千计的化学产品，包括农药，生物杀伤剂，医药品，工业合成化学品以及由消费者产生的化学品出现在，土壤，废水和其他来源水中，例如农业径流，暴雨水。用于化学品在环境中的转化。而是问题变得更加复杂。许多已知的TPs在水环境中比它们的母体含量要更高，目前多数的TPs却没能被识别。因而，人类以及水生系统被暴露于一个形态多样的、未知的、化学品混合状态下。尽管单一的典型化学品都在较低的浓度，它们可能会由于之间的相互反应，相互之间起到添加剂或者相互协同的潜在可能。正是由于TPs的存在及其构造，而增加化学品风险评估的复杂性。如果存在以下几种情况，那么母体所引发的环境风险的大多数可能都是由TPs贡献（a）TPs产生率较高；（b）比母体更具持久性或者迁移性；（c）比母体有更高的毒性。在评估TPs时，由于其在毒性行为以及在混合物中担当添
加剂的模式与其母体化合物相近，因而不能脱离其母体而孤立的来对待。这意味着由母体以及TPs被视为添加剂所产生的效应必须有所保留，但是他们的协同效应则可能增加它们相加时的毒性。
所有的监管评估计划中都应该包含有对稳定以及有毒TPs的风险评估。然而那些为了达到目标的法规在提供多少具体的指导和工具时，却相差很大。例如农药指令，简明的给出了相关的活性物质的注册范围内TPs的定义：在母体的相关新陈代谢产物中，存有理由认为代谢产物的风险类似或者说高于其母体（农药），那么在对其评估时应向评估母体活性物质一样。该指令在环境状况研究以及模拟工具的使用方面给出引导，并通过以及毒理学数据程序来识别TPs，同时其形成过程方面的信息来评估其风险。与之对比，监管评估计划对其他类型的化合物，例如工业化学品，医药品却没有提供任何的引导。例如根据欧洲化学品法规REACH（Regulation concerning the Registration，Evaluation，Authorization and Restriction of Chemicals，化学品注册、评估、许可和限制）：在被降解的物质进行评估时应考虑，其是否可能会降解为持久性或者毒性的降解产物。当上述的降解过程发生时，评估应该考虑可能出现的降解产物以及其性质（包括毒性效应和生物积累程度）。动物药品的VICH准则和人类药品的EMEA准则，在面对TPs这一问题时，模拟类型降解研究将在较高层次的环境评估区间，这一研究包含了典型的TPs的识别。本文评述了多种不同识别TPs的方法，这些TPs 贡献了化学品的使用以及释放而产生的环境风险的大多数。我们通过区分暴露导向和效应导向法，以在模拟研究水平实现相关化学品的识别，同时展示了一种基于模型的框架，以获得更多的在化学品风险评估以及水质评估方面调查的细节来评估优先TPs。本文主要探究环境风险评估。由于参考文献的使用性，本文主要谈及水环境，但一总的原则也适用于其他环境区间和人类健康终点。
2 环境中的转化产物
环境中转化产物的产生途径可以分为三种：
2.1 在新陈代谢第一以及第二阶段产生的有机代谢产物
这包含有哺乳动物以及人类的医药品和原农药的代谢产物。这些医药品和原农药通过在目标生物体内的初步的代谢反应转换成为活性物质。这里所指的第一阶段代谢产物通常由氧化反应形成，第二阶段则包括合成反应。
医药品的代谢物通过排泄入污水、表层水或者是通过人类粪便、消化污泥的施肥间接进入环境的。一些第一阶段代谢物比那些受管理的医药品本身要更具活性，但近期一些结果表明这些代谢产物的生物毒性与它们的母体类似（例如，心得安，一种β-受体阻滞剂，用于治疗心律不齐、心绞痛等；氟西汀；奥塞米韦，抗病毒药；）。这些第一阶段的代谢产物可能会保持稳定，也可能会进一步转化成为更加稳定的TPs。阶段二的代谢物，尤其是葡萄糖腺苷结合物以及硫酸盐结合物，被观察到在生物废水处理中易转化形成活性物质或者是与第一阶段代谢物相似的代谢物。
阶段一以及阶段二的代谢过程也同样发生在原农药上。突出的例子是含有硫代磷酸酯或者二硫代磷酸酯基团的有机磷杀虫剂。这些都是由细胞色素P450单加氧酶氧化（monooxygenases）而产生的牛津郡（OXON）代谢产物，这些代谢产物乙酰胆碱酯酶（acetylcholinesterases）比其母体有更为有效的抑制作用。相关例子见文献16
2.2 在污水前处理工艺中产生的转化产物和副产物。
氧化过程例如，加氯氧化（chlorination）、氯胺化处理（chloramination）、臭氧氧化（ozonation）和UV/H2O2处理前的预氧化是污水前处理中对微污染物的消化和转移的主要处理过程。伴随着化学反应的发生，母体化合物的浓度达到降低，这被认为是降低了环境被污
染的风险。换句话说，这些化学过程被认为可以消除有毒的无机副产物以及自然有机物（例如，臭氧氧化产生的溴酸盐和加氯氧化产生的卤化副产物）。目前深入的研究表明在污水处理工程中常用的先对温和的氧化条件下，产生了大量的微污染物TPs，它们甚至可能在母体化合物已经降解完全的情况下大量的存在，同时这些TPs可能会给水生生物以及人类健康带来不利的影响。另外，那些所谓的农药的“不相关代谢产物”，也就是说，那些被认为没有生物毒性或者说遗传毒性的代谢物，可能会出现在饮用水中，并基于其自身的迁移性和持久性而成为消毒副产物的前驱体。
图1，基于过程模拟研究中相关转化产物的识别的（I）暴露以及（II）效应导向法。TP：转化产物，P母体化合物。
2.3 在环境或者是工程系统中发生例如生物降解、氧化还原、水解、光解等化学反应产生的转化产物
某种给定的化学品是否产生，产生什么样的TPs取决于该化学品的前驱体，同时这也与该化学品在环境中的分布以及环境条件相关（文献27中有实例）。氧化过程通常会使得TPs 相比其母体有更强的极性，更具迁移性，并且毒性更弱。然而大量的不同类型的产生毒性相关的TPs化学反应的分子转化研究表明，事实并非如此。上面讨论的关于原农药的转化，三氯生的光化学凝结，三氯生的氯化衍生物产生二恶英类化合物，三氯生的生物转化为生物积累更强的甲基三氯生，苯氧除草剂（phenoxy）在生物作用下（microbially mediated）的氧化裂解（oxidative cleavage）成为被用作能量传导（energy-transduction）的解偶联剂（uncouplers）的取代苯酚。最近越来越多的研究表明由于生物作用而产生TPs，不仅在环境介质，例如，土壤或沉积物，甚至在工程系统中，例如活性污泥中也能发生。
3 基于过程模拟研究的相关转化产物的识别
通常在模拟研究中得出TPs的形成过程的方法是暴露导向法。基于TPs的识别之上的就是它们的合成以及效应评估。另一种方法是分析研究在混合反应中正在进行转化，产生混合毒性的化学品各项数据，将化学品母体浓度的变化与毒性变化进行相关性研究。
3.1 暴露导向法
在暴露导向方法下，在模拟研究中TPs被识别和分离之后，进行环境风险评估以及（生
态）毒性测试。这种方法在监管风险评估框架需要进行TPs的风险识别时，被作为默认的方法。例如，欧洲的农药指令，杀菌剂指令，参考了经合组织（OECD）在识别主要TPs时进行的在土壤，水下沉积物，表层水以及活性污泥中进行模拟降解研究的测试准则。其中的主要TPs是指浓度大于或等于母体化合物初始浓度的或者其浓度在研究过程中持续增加的。
在对于是否所有的主要TPs形成的初步评估，该准则建议是受放射性标记法来标记母体化合物，并将其从混合反应中分离或者是在反应的不同阶段提取，之后进行HPLC（高效液相色谱）以及放射性分析。TPs识别的后续的结构确定还需更进一步的分析。如果可能转化途径
已知，就能将对TPs进行直接的化学或生物合成与分析技术，例如GC-MS或LC-MS等分析技术联合运用，以确定TPs的明确的结构。转化途径的获知可以通过交叉比对与其结构类似的的
相关化合物，例如，同类型的活性物质或者是根据UM-BBD（University of Minnesota明尼苏
达大学，Biodegradation/Biocatalysis Database，生物催化/生物降解数据库）的数据库资料。另外，随着化学分析技术的发展，极大的促进了，即使在参考标准情况下的TPs的结构确认。根据Celiz等人以及Kraus等人在这方面的综述，这些技术包括与MS n实验相结合的高分辨率质谱以及/或者H-1和C-13的核磁共振。为了解决样品富集难以及高浓度的样品与环境不符这一问题，LCNMR与MS结合的联合技术得到了发展。
一旦TPs被明确的确定，或者在多数情况下都能合成，那么就可以进行效应测试了。例如，根据欧盟农药指令，对TPs的标准测试应当在水体沉积物中所有的主要TPs研究确认后进行。
图2，效应导向法评估TPs的细节
3.2效应导向法
在效应导向法中，模拟研究中的样品不仅要经过化学分析以确定母体化合物的转化动力，而且还要进行一个或者多个的生物毒性测试，以了解实验过程中毒性的变化情况。在图2中
描述了效应导向的流程图。需要注意的是选择适当的毒性测试对这个方法的成功至关重要，这一问题将在下一段重点讨论。
在第一层次中，效应导向法展示了在转化过程中毒性增加或者减少的信息，以确定是否产生了毒性的TPs。如果毒性的改变能通过母体化合物浓度变化完全解释的话，上面的问题就可以知道答案了。效应导向法的第一步是由Dodd等人说明的。他们在研究抗生素的氧化，这种抗生素是基于对大肠杆菌和枯草芽孢杆菌的生长抑制的细菌生物活性物质。一个单一的抗生素化合物（罗红霉素）被臭氧氧化，图3中记录了混合反应在不同时间点的计量响应曲线。EC50，50%的生长抑制效应浓度，EC50可以从剂量效应曲线中得出。反应混合物在给定时间点的EC50值除以初始样本的EC50的比率被定义为“效力等值”。利用效力等值与母体化合物的浓度下降作图（图3B）。根据图3B中曲线以1：1的斜率下降可以推出所有的抗菌活性是由于母体化合物以及TPs在混合物毒性的贡献程度不同。所有的抗生素（大环内酯类macrolides；β-内酰胺，β-lactams；氟喹诺酮类，fluoroquinolones，and other antibiotics）在被臭氧以及羟基自由基氧化时所得的曲线相同，这表明TPs既没有大量的生成，其毒性也没有强于其母体化合物。环丙氟哌酸（ciprofloxacin）在光的催化氧化情况下完全失去活性；三氯生（triclosan）、三磺胺类（three sulfa）抗生素，在光解后失去抗菌活性；乙炔雌二醇（ethinylestradiol）在加氯氧化作用后，其雌激素活性完全或者大部分被消除。溴化，羟基化以及其他氧化过程，是污水处理工艺中常用的氧化方法。敌草隆（diuron）在（光）氧化过程中，没有形成任何有毒的TPs。如果在第一层次中，没有可测量母体转化动力以及毒性动力的不同被观察到，就像前面的例子表述的那样，那么就可以说明没有毒性的TPs产生，进一步的实验也就没有需要了。
图3，（A）母体罗红霉素的经臭氧处理的反应混合物的剂量效应曲线，该反应曲线随臭氧剂量的增加高而上升（表现初始样本的稀释）。（B）如果反应混合物的毒性以母体化合物为止，预计其效力等同浓度将与残留的母体化合物浓度成正比，这与实验所得的数据一致。图的编辑以及复印得到文献42的许可。版权为2009美国化学会所有。
如果相反母体转化动力与毒性发展的动力有很大的不同，那么就需要更进一步的步骤来识别和表征TPs在混合反应中对混合物的毒性的贡献。例如生物降解中的心得安（propranolol），在母体浓度下降70%时，其毒性依然没有可感知的降低。这种情况下就需要第二层的工作，根据疏水性原理对混合物进行分馏，之后对分馏各阶段的馏出物来进行活性测试，如果毒性的增加能通过疏水性的增加或者特定的/天然的毒性更强的TPs形成来解释，那么其相关生物活性信息就可以说明了。这种方法也被称为“效应定向分馏”，这种方法最开始被用来识别复杂混合物的毒性。如果分馏出的物质的毒性测试结果与其疏水性的成比例变化，那么TPs的毒性就可以解释为有较强的生物富集能力，这样就可以通过辛醇水分配系数（octanol-water partition coefficient）来评估分馏出的单个化合物的毒性。这样就可以疏水性增加来解释双氯高灭酸（diclofenac）的光转化产物的毒性升高。同样的，在一个先进
的污水处理厂中由于β-受体阻滞剂，美托洛尔的电化学降解而产生大量的反渗透浓缩产品，尽管某一种具体的藻类毒性没有改变，但由于生成生物积累能力强的物质，而使得混合物中非特异的毒性增加50倍，例如，通过LC-MS分析得出的卤化副产物。相反，如果第二层的分析表明具有特殊性质或者天生毒性的TPs产生，也就是说，如果某一疏水性较低的分馏产物具有较强的毒性，那么就需要更加精细的研究以及分析技术，来识别该TPs的结构和性质。另外当了解某一种TP时，需要知道大多数有毒的TP，在某些情况下，其某一浓度下的毒性会随着是将的推移而变化。
3.3 基于过程的模拟研究中联合暴露和效应评估的实例
许多早期的研究，在利用化学分析方法来评估混合反应中（生态）毒性时，已经将这两种方法联合，并通过模拟来识别TPs（表1是相关的研究介绍）。其中蒽（anthracene）的光转化是一个很好的例子，在某些地方藻类的毒性是很难通过降解来改变的，但是它对于弧菌鲵（Vibrio fischeri）的毒性和基因毒性却会随光照而增加。两种TPs（表1中）能通过其基因毒性而很快识别，但其母体却没有基因毒性。最近的一个例子是双氯高灭酸（diclofenac）的光降解产物的毒性比其母体更强，这是通过上面描述的效应定向化学分析来识别的。Dodd 等人做了一个综合性的研究：利用青霉素G（penicillin G）和头孢氨苄（cephalexin）的臭氧氧化来生成已识别的TPs，进行化学分析，并用枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilis）来检测它们的抗菌活性。将从母体化合物以及TPs的毒性数据计算得到的效力等值数与通过实验得到的效力等值数对比。因此在降解反应中质量与毒性的完全平衡，就可以确保没有未识别的毒性TPs。
4 根据TPs的环境风险来确定TPs的优先级
根据上面的表述，目前关于TPs的大部分的研究都在，单个化学品或者生物转化过程或者特殊的环境区域。然而除了欧盟农药指令外，多数的研究工作以及监管评估计划并没有对TPs提供全面的评估。某一种化学品或者那些可能需要包含入环境监测方案中的TPs可能在环境风险评估中占主导。为了回答这个问题，需要结合模拟研究以及效应评估的信息，包括是暴露导向、效应导向，环境状况，母体以及其TPs的行为。由于环境中TPs的转化过程错综复杂，要做一个整体的环境风险评估是很难的，尤其是考虑到全世界的监管当局对于有母体化学品引发的环境风险没有充足的认识。考虑到目前的监管和现今TPs的实验研究以及生态毒性数据极少，这项工作似乎变得更加困难。因而，监管机构以及相关行业正寻求快速和具有成本效应的方法来实现风险评估。鉴于这些挑战，在分层策略中的第一步，利用模型或者简单的筛选试验来确定TPs的初始的评估、处理优先级。在这个初始的处理评估优先级中应先通过暴露以及效应的方法来突出需要进一步实验研究的TPs，并且表明它们可能在环境风险方面贡献最大。对人类新陈代谢物以及环境TPs的设定优先级的方法，来评估表层水以及饮用水的方法在文献55～57中已经说明。然而，他们并不能完全的规避TPs评估的风险，原因（a）他们大多基于各项的贡献进行得分来评估，而并没有使用已有的暴露模型工具来估算环境中TPs的浓度；（b）他们仅仅依赖实验（生态）毒性以及环境状况数据，而对于那些没有数据的TPs则忽略。优先级法也能通过那些已知的母体化合物的效应以及归趋的“交叉比对”的方法来发展，这是由于通常情况下母体化合物的分子结构的大部分都被保留在TPs中。由于实验结果、效应数据以及检测数据对大多数母体化合物都是可获得的，因而可以利用这方面的知识将重点放在转化反应而产生的结果和效应的增量上面。这样一个完整的、独立的对TPs的风险评估计划变得没有必要，因为只需评估其母体化合物即可。
在图4中是将TPs相关的暴露和效应预测方法整合成一个综合性优先级的策略，提出的一个框架。其中A讨论了已经被识别的作为开始的候选TPs。一种或者多种的TPs暴露和效应的识别与其母体化合物的相关暴露与识别相关评估（B和C）。而后将相关的暴露值和相
关的效应值与其阈值对比（D）。例如阈值设置为1，那么TPs造成的环境风险与母体化合物相似时，该化合物就应当被提交到更高层的风险评估。如果阈值设置为0.1，那么当风险增加10%时，则该TPs就被视为相关。
4.1 转化产物的暴露预测
环境归趋模式可以用来对该化合物形成的定量描述，关于TPs的更进一步归趋在过去十年的到发展，最突出的例子是多种类，多媒体的模型。在欧洲地下以及表层水的FOCUS模式被用在农药监管风险评估中。对于一种非农药的化合物，主要的问题就是这些模型在评估它们的风险时，可能会因为缺少它们的TPs的试验结果的数据而需要对模型进行参数化处理。TPs的归趋数据，例如分配系数（partition cofficients），半衰期以及形成物质形态，可以通过定量结构性质相关（QSPRs）来估算，但是这些预测方法依然还有很多不确定的因素。特别是TPs的环境半衰期，这一数据被认为是最为重要的数据之一，但是在TP暴露评估中也是最为不确定的输入参数。同时，利用创新方法来交叉比对母体化合物的降解半衰期是很难的，尤其是生物降解。这是因为缺少对环境微生物群落对异性生物质化学转化范围的基础的了解，这也阻碍了相应的定量活性生物降解相关的发展（QSBR）。这是由于这些原因致使，转化途径的预测，TP的结构，所形成的TP的形态依然未能了解。两个预测生物降解产物的模型目前是可用的，并在持续的发展中，例如，商业产品CATABOL以及免费可用的明尼苏达大学途径预测系统（UM-PPS）。许多的关于这些模式的工作主要集中在提升预测的选择性方面，也就是说，要减少预测所得的TPs的数量以选出最可能的一个，这也是该模式可以用作风险评估的必要条件。
由于缺乏准确的输入数据，高参数化和特定点模型的来评估TPs的暴露值时似乎没有意义。同时，如若用一个更加通用的模型来估测TP，似乎要比用一个更加详细的模型预测或者检测母体化合物更为有效。就TPs的分配系数的预测而言，如果基于母体化合物实验数据的预测来预测，那么TPs的预测值会得到进一步的提升，logK exp（P），图4B。仅仅使用QSPR 工具预测母体化合物与TP分配系数不同Δpred logK exp（TP-P）图4B。为了验证现有模型预测的TPs的暴露值，我们比较了两种环境归趋模式来预测恒定测量领域数据的相应母体化学品TPs的表层水的负载值，其中一个应用于母体化合物作用的土壤，例如，农药；另外一个应用于废水相关物质，例如，医药品。研究结果表明农药TPs浓度的预测值与检测值在同一个数量级（order-of-mangnitude），药品TPs的偏差因素少于2。这表明该模式在应用于预测TPs在水环境中的暴露值是有效的，其对TPs的预测精度足以识别具有高暴露潜力的优先TPs。然而，农药TPs发现的结果，证实了早期发现的TPs的性质，它们具有将强的极性，因而迁移性高于它们的前驱体，地下水环境也显得非常重要，图4。基于TPs优先级的模型策略的高层次评估中地下水既是一个接收环境，同时也可能通过渗出而成为表层水的来源。尽管有充分的证据表明正是由于地下水的渗出作用而只是表层水中较高的恒定浓度的TPs，但目前为止现存的模型中还没有将这部分的值包含在TPs的暴露评估中。
4.2 转化产物的（生态）毒性效应预测
与暴露模型相反，（生态）毒性效应模型不够先进，接受率较低，所面临的挑战也可能要更多。图4C中提出的效应评估依赖于母体化合物的资料，它旨在估算一个相对于母体化合物的效应，而不是溶解效应数据。
我们已开发出一种能系统的利用母体化合物的效应数据的方法，以预测TPs的毒性范围。这种方法是基于两个内在层面的毒性数据的分析，而不是简单的对毒性进行评估（图5A）。一个层面是与化学品的毒物代谢动力学相关。另外一个层面则集中在毒物作用动力学或者特异效应（例如，仅一个特定生物体受到的影响）。这种类型的分析已被应用于定性的解释多种医药品和农药TPs的毒性的增加以及定量的预测它们TP的毒性。该方法在之后的对敌草
隆（diuron）和氟西汀（fluoxetine）的TPs实验的研究得到证明。
4.2.1 毒物代谢动力学
包含一种化学品被吸收，进入有机体或者细胞以到达目标点位的所有过程，即：吸收，分布，代谢，排泄。可以用作为毒物动力学第一近似值的生物积累平衡来代替它。通常来讲，对于某种化合物，其疏水性越强，它越过生物壁垒就越容易，进而易被生物细胞所吸收，其生物积累能力也就越强，因而毒性也越强，出于这个原因，毒性的毒物动力学这一层被假定为化学品生物积累能力的范畴（图5A中的x轴）。通常情况下，辛醇水分配系数被用作生物积累能力的表征，但是由于许多与水相关的化学品和TPs为酸或碱，因而我们建议使用更能表明其形态的生物膜分配系数来表征，例如，脂质-水分配系数。】
4.2.2 毒物作用动力学
是指毒性化学品与其作用位点之间的相互作用，这最终导致了毒性效应的产生。毒物作用动力学与化学品的毒性作用模式密切相关。在我们的毒物两层分析中，一项毒性效应的特异性测试是毒性比率（TR）。TR是指预测的化合物的最小效应浓度（“baseline”），EC baseline toxicity 与其实际的效应浓度的比值，EC experimental图5A。化学品的TR≤10称为致毒基准线，TR≥10，就说明该毒物表现出致毒性。对于每一个生物活性测试或者生物终点，毒性基准的QSAR的方程可以通过对被认为仅具有基准毒性的参考化学物质的实验来建立。在对母体化合物进行登记和授权时，常常需要他们的毒性数据，因而通过生物终点的实验数据得到的母体化合物的TRs就尤为重要。同时也必须注意一种化合物对于某一种生物是致毒基准，而对于另外一种物种则可能表现出特异性（TR≥）。
目前TPs在两个方面与它们的母体化合物不同：生物积累（毒物代谢动力学）和毒物作用模式（毒物作用动力学）。转化反应通常使物质变的更小，极性更强，更为亲水，同时毒性也更小（图5B，TP1）。某些情况下则并非如此，例如，当一个分子的极性或者单点部分裂解，其生物积累会增加（图5B，TP2）。利用生物膜水分配系数来预测生物浓缩能力是合理的，同时反过来还能预测初步规律和简单的测量。
在前面的工作中，我们通过假定TP的毒性在致毒基准（TR=1）与其母体化合物的毒性（TRTP=TRparent）之间，预测了大量TPs的合理的毒性范围。Sinclair等人，比较了TP毒性预测的不同模型，之后认为毒性范围预测的预测方法表现很好。然而，在被比较的方法中，没有一个能很准确的预测TPs的TR。
在预测TPs的TR时的关键的问题是转化过程是否有毒性基团的形成或者破坏。毒性基团，也称为结构警报，是产生毒性作用特异性模式的分子中的亚结构。一个毒性基团的例子是杀虫剂的有机磷结构会与乙酰胆碱酯酶结合，而抑制该酶的活性。如果在转化过程中，化学品的毒性基团消失，得到的TP就极有可能表现出基准毒性（图5中的空点）。如果毒性基团还在，TP将停留在与基准QSAR平行的线上（图5B中的黑点），除非其固有的被改变。例如，对于那些直接作用于DNA的化学品，其TR的改变，最可能的是由母体化合物产生的TP与DNA反应的改变。极少的情况下，转化反应会产生新的毒性基团，只是TP的毒性高于其母体化合物，另外也可能是毒物代谢动力学的改变而导致的。如果一个新的毒性基团形成，其TR就可能高于其母体化合物（图5B中灰色的点）。
毒性基团的清单在之前就已经被发表，它以及被建议用作识别化合物的毒性作用特异性模型的结构警报库。然而这些结构警报不能被用作定量的毒性预测，它们表现出相当的特异性，但是其毒性基团的保留或者破坏，或者是否新的毒性基团是否可能产生，在评估TP时，依然是有用的。
毒物代谢动力学/毒物作用动力学可用来评估TP的毒性，另外它还利于混合预测模型的应用来预测母体化合物以及TPs的混合毒性。如果化合物们，带有同样的毒性基团，它们的毒性行为可能遵循相似的毒性作用模式，在混合物中可以浓度相加。另外这也同样适用那些
TR<10的被称为基准毒物的化合物，因而他们也能浓度互加。相反，如果混合物中TPs与其母体化合物的TR值相差很远时，或者在转化过程中毒性基团消失或形成，这一假定的混合物在测试时被称为自由毒性混合物。Neuwoehner等人，通过氟西汀（fluoxetine）混合物和它的人体新陈代谢以及敌草隆（diuron）的环境TPs，证明了这些混合物规律的应用。
图4C中展示了相对影响评估，它的第一步就是分析母体化合物以及TP结构中存在的毒性基团。如果TP中被怀疑含有一种新的毒性基团，那么该化合物就应该直接进入高一级的评估。如果母体化合物有基准毒性或者有特异性行为，但是其TP失去了已知的毒性基团，那么其相对效应就可以通过母体化合物的EC实验值比上TP的预测基准毒性EC来计算。如果TP保留了其母体的毒性基团，那么其相对效应将等于母体特异ECs的比率。如果假定其TR保持不变，其相对效应在数值上应该等于预测基准毒性EC比率的值。
在基于相对风险评估中，一旦TP被认为在母体化合物的风险中贡献大部分，那么其环境归趋以及（生态）毒理学效应的调查就需要马上实施。这个问题将在下一解具体讨论。
5 转化产物的高级评估
5.1 转化产物的环境归趋研究
尽管TP在实验室以及现场隔离的研究所得到的数据，与其母体化合物归趋的数据是相近的（例如，文献85～88），我们发现这些研究，由于环境参数鉴定方面的问题，而不能推出TPs的环境归趋参数。要通过从以上的研究中得出准确的TPs形成百分比以及转化率常数，这需要足够长的时间周期，并且数据中应该有密集的、大量的TPs的形成以及其进一步转化的目标TPs。另外，TPs单独测试易获得较为精确的归趋参数，但这需要在它们形成的模拟研究中进行化学合成或者制备隔离。最后，TPs的形成以及归趋也可在原位利用适当的分析技术和监测设计，这个深入的讨论在本次探讨的范围之外。
多数TPs的降解和吸附作用的数据在农药登记就已经生成，并且被当局公开在农药登记副本的档案中。它报道的是科技文献中专门的TP归趋研究而不是解决那些重要的已经在环境中已被广泛的认识，并且已被认作毒物的TPs的非标准结束点的详细调查。例子包括有将DDT的三种毒理学相关的TPs吸附到活性炭上的以进行修复或者阿特拉津（6-氯-N-乙基-N′-(1-methylethyl)-1，3，5-triazine-2，4-diamine）三种TPs的在适应与非适应性土壤降解的研究。最近随着对医药品排入废水风险的越来越多的关注，专门的对人类以及动物药品的主要、活性的新陈代谢活动的环境归趋研究已被报道。例如，达菲（Tamiflu）和奥司他韦羧酸（oseltamivir carboxylate）的代谢产物的光降解和微生物降解的研究，4 - 甲基氨基安替比林（4-methylamino-antipyrine）和镇痛安乃近（analgesic dipyrone）的主要代谢产物的光降解的研究以及动物医药品的主要代谢产物在各类有机物的上吸附的研究。
最终，TPs的环境存有量只能通过监测来证实。Kolpin等人，最近综述了TPs在环境中的产生。由于TPs的化学品参考标准的有限的可用性，而导致到目前为止，TPs的现场测量大多被限制在主要的已知的TPs。最近，高分辨率质谱技术的应用使得在化学参考标准情况下的TPs的检测变得快速，灵敏，可靠。这种技术以经被用来，全面水环境中TPs的各项数据，其中Kern等人，用来表征瑞士表层水中50种农药、杀虫剂以及医药品的2000多种已知的TPs。在被调查的7个表层水样品中，一半左右的被调查的母体化合物的一到两种TPs 被发现。
5.2 转化产物的（生态）毒性评估
在TPs的高层风险评估中一个至关重要的步骤是合适的生物测试方法的选择。在基于过程的模拟研究和环境风险评估中，类似的准则确定了相关TPs识别的生物测试方法的选择。理性情况下，生物测试的选择的目标是母体化合物特定模式的行为。这样的一种生物测试应
辅之以非特异性的生物测试来得到某些已TP失去母体化合物特定模式的行为，但是发展高的非特异性的毒性（如果TP的疏水性高于母体）或者一种新的以母体化合物为对象的特异的生物测试获取的毒性作用模式。如果结构报警点指向TP中一个值得怀疑的毒性基团，那么就得应用一个合适的特异性生物测试。
一个例子是我们用除草剂敌草隆的TPs进行了一项生态毒理学效应的研究。敌草隆以及它的主要的TPs保留了苯基丙氨酸毒性基团，『1-（3，4-二氯苯基）-3-甲基脲素（DCPMU），3-（3-氯苯基）-1，1-二甲基脲素（MCPDMU），1-（3，4-二氯苯基）尿素（DCPU）』，『1-(3，4-dichlorophenyl)-3-methlyurea(DCPMU)，3-(3-chlorophenyl)-1，1-dimethylurea(MCPDMU)，and 1-(3，4-dichlorophenyl) urea (DCPU)』，该毒性基团能直接抑制光合作用，这种特异性毒性测试在藻类的生物测试中能很好的反应。一旦苯基脲（DCPU）失去它的两个苯基，这将会大大的降低TR，并且其下一步的TPs在藻类中将变成基准毒性。结构警报显示，第三代的TP，3，4-二氯苯胺（3，4-dichloroaniline），可能会在无脊椎动物中表现出特异的毒性作用模式。对大型溞（Daphnia magna）的生物测试，证实了3，4-二氯苯胺特异毒性行为，但实验也表明其母体化合物与第一代以及第二代的TPs显示基准毒性。
然而，在很多的之前的研究中，生物测试被用作TPs的毒性的表征，而并不反应母体化合物的毒性作用的特异性模式。例如，许多研究使用发光弧菌鲵（bioluminescent bacterium Vibrio fischeri）进行氨苯磺胺（Microtox）测试。氨苯磺胺是一个快速的急性毒性筛选剂，它对于一个混合物的整体毒性的初步测试是非常有效的，但它能用作识别具体TPs的特异性行为。由于在氨苯磺胺（Microtox）的试验中其失去活性，仅仅只能反应其生物积累能力的损失，因而将其应用于敌草隆或者有机磷杀虫剂的TPs的评估时，也只能获得有限的信息。最后，目前为止，只有极少数与TPs效应相关的研究，在生物组织这一较高的层次，例如人口或者生态。这些研究采用了增加TPs和母体化合物暴露浓度，并假定母体和TP的毒性相同，之后利用它们的加和来制定母体化合物的质量标准，或者为母体化合物和TP执行一个相互独立的风险评估这两种方法。
6总结：呼吁更加系统的TPs评估
在本文中，我们将关于转化产品风险评估研究成果提炼成出一个总体的框架，该框架旨在通过更加系统的研究，建立充满希望的未来。从本文说明的总体情况表明，水环境中存在的TPs是不可忽略的，TPs有助于有机微污染物对环境以及人类健康的危害。
在全面的了解了转化途径以及转化产品的数量之后，我们知道所有TPs的综合性的风险评估是难以达到的。未来应该更好的利用从母体化合物风险评估得到的知识，采用分层处理的方法，这种方法采用计算工具以及简单的筛选实验来识别，并优先化处理TPs，以利于未来的研究。本文中，描述的实验所得母体化合物的暴露、归趋以及效应数据，可以借鉴来预测相应的TP的数据。由于TPs与其母体化合物的不同，通常是出于分子结构上的增加或者修改，这也表明母体化合物与TPs之间的交叉对比可以降低预测的不确定性。然而，交叉比对的方法发展并不完全，因而需谨慎应用。例如，在某些情况下，即使轻微的结构改变，也可能会导致性质明显的变化。如果在没有合适的专业知识情况下，使用交叉比对的方法，上面所描述的效应很容易被忽视。例子包括，双键的氧化活性导致TPs的反应活性，结构的变化导致内部氢键的形成，因而改变其吸附行为或者产生特定的受体基团，就如同由氯化联苯醚（chlorinated diphenyl ether）的前驱体形成二恶英这一TPs。因而，未来的工作重心应放在系统化的明确母体化合物与TPs之间交叉对比的方法，并发掘将它们应用于预测软件以及数据库。
由于母体化合物分解的不确定性，使得TPs的风险要高于对母体化合物的识别，但是最重要的是要明确这些不确定性。TPs在任何危险指标方面都能比其母体化合物构成的毒性更
强，包括持久性，生物积累性，毒性，远距离迁移性。现有的方法在预测时会有很高的不确定性，其中持久性是一个必须克服的障碍。随着研究以及基于转化机理的QSBRs的不断发展，生物转化的预测准确度也逐渐增加。然而生物积累的预测相对较为稳固，今后的在效应方面的工作应集中在化学品内在药性的相关指标的定量模型，并通过该模型来预测毒性比率。为了达到这个目的，确定毒性基团作为具体模型的作用指标还需进一步的审议。由于模型的行为存在物种的依赖性，这一领域的未来发展应考虑相对于特定物种的毒性基团。最后，目前的毒性基团分析完全是定性的，在未来应发展成为定量的工具。
致谢
表1，使用生物测试或者组分效应导向来评估是否有毒理学相关的TPs在水反应混合物种形成的实例（P=母体化合物）。母体化合物研究类型/降解过程生物测试/有机体测试反应混合物中TPs的毒性识别或改变
灭多虫二氧化钛的异质光催化和光-Fenton试剂弧菌鲵/大型溞
蒽模拟太阳光的光降解弧菌鲵，删藻空泡细胞
以及umuC的基因毒性测试
屈臭氧（实验室范围）
乙酰磺胺，磺胺塞唑，紫外射线辐射以及TiO2光催化剂的光降解
磺胺甲基异恶唑，磺胺嘧啶
硝基糠腙，呋喃唑酮，抗生素次氯酸钠氧化
各种防晒霜模拟太阳光的光降解
安乃近，模拟太阳光照射人工海水和淡水
4-(甲氨基)安替比林，
4-甲酰氨基安替比林，
4-乙酰氨基安替比林
各种医药品多种高级氧化过程
磺胺甲恶唑模拟太阳光的光降解
降固醇酸催化剂（TiO2）和非催化臭氧化
双氯高灭酸模拟太阳光的光降解
β-内酰胺抗生素臭氧（实验室规模）处理污水处理厂的污水（盘尼西林和头孢氨苄）
污染生态学 第一章思考题： 1、试比较动物、植物、微生物三种生物类型吸收、迁移污染物的途径、机制的异同。 第二章思考题 1、什么叫生物的富集作用？生物为什么能富集污染物? 2、不同污染物类型和各种污染物质在不同生物及同一生物的不同器官、组织内富集量有明显差异，为什么? 据此在不同类型污染地区农作物结构应如何合理布局，如何避免过多污染物进入人体？ 3、通过生态系统食物链的延伸，生物富集将发生什么变化，为什么? 第三章思考题 1 生物为什么会受污染物毒害？在什么情况下才会发生毒害? 2 金属有哪些特性对生物产生的毒害程度起重要作用，为什么？ 3 化学元素之间为什么会出现拮抗和协同关系，有哪些因索决定元素之间的拮抗和协同关系？研究元素之间的拮抗和协同关系有什么重要意义？ 第四章思考题 1、总体来讲，生物对污染物的抗性通过哪些途径实现？试比较动物、植物和微生物对环境污染物抗性作用的异同。 2、如何理解生物对污染物的吸收、累积、解毒与抗性的关系？ 3、如何利用生物的抗性作用解决环境污染问题？ 第五章思考题 1、生物对污染环境的长期生态学效应有哪些?各有何特点？ 2、污染为什么会影响生物多样性的变化？ 3、生物对污染环境适应的遗传学根源是什么?如何提高生物对污染的适应性水平？ 4、污染条件下生物进化具有什么特点?你如何判断这种进化的方向?
第六章思考题 1．什么是生物监测? 如何处理物理监测、化学监测与生物监洲三者间的关系？ 2．利用生物监测环境质量有哪些优势? 3．在环境质量的生物监测中，如何利用生物的抗性作用？ 第七章思考题 1水体富营养化的概念是什么？水体富营养化形成的条件有哪些？用来描述水体富营养化的水体氧平衡指标有哪些？各指标的含义是什么？ 2什么是氧化塘？简述氧化塘作用的基本原理。氧化塘可分为哪几类，备有何特点？ 3 污水土地处理系统的概念是什么？污水土地处理系统有哪些类型？ 4 比较污水上地处理系统、污水灌溉的异同点。 第八章思考题 1、简述大气污染造成的危害。谈谈我国大气污染今后发展趋势，为什么？ 2、什么是温室效应，为什么会形成温室效应？目前不同学者有那些不同看法？你的看法是什么？ 3、温室效应有哪些严重后果，应采取哪些对策？ 4、酸雨是如何形成的？形成的机制是什么？ 5、谈谈酸雨对生态有何影响，应采取哪些措施防治酸雨？ 6、谈谈治理大气污染应采取何种生态工程？ 第九章思考题 1、重金属对土壤的影响有哪些方面？其后果如何，如何防治？ 2、大气污染、水污染、土壤污染形成过程有何区别与联系？ 3、对大气污染、水污染和土壤污染在治理措施上有何异同？ 4、就你所章握的污染生态学知识，谈谈你对我国耕地可持续发展和土壤污染防治的综合对策。
论化学农药污染与环境保护 前言： 农药是农业生产中必不可少的生产资料，又是具有毒物属性的有害化学物质，不合理使用将导致对人体键康和生态环境的危害。随着新世纪的到来，人们对环境质量和食品安全的要求越来越高。由于种种原因，我国当前的农药污染状况不容乐观，某些地方还相当严重。提高全民的环境意识，防治农药污染越来越重要。 1．农药的发展概况 农药的发展大体经历了3个历史阶段，即天然药物时代（约19世纪70年代以前）、无机合成农药时代（约19世纪70年代至20世纪40年代中期）和有机合成农药时代。 2. 我国化学农药污染的现状 我国是 1 个．农业大国，农药使用品种多、用量人，其中70％ ~80％的农药直接渗透到环境中，对10壤、地表水、地下水和农产品造成污染，并进 1 步进入生物链，对所有环境生物和人类健康都具有严重的、长期的和潜在的危害性。 我国“预防为主，综合防治”的植保方针确立以来，农作物病虫害防治技术水平取得了较大的成就，但也存在化学农药用量过大， 1 些地区单纯依赖化学农药治虫防病等突出问题。我国白1983 年始限制了有机氯的生产和使用，有机氯对环境的污染状况有了极大的改善，但在原有机氯重污染区，还将出现局部的、间歇性污染。
我国化学农药生产企业的规模、设备和技术力量比较落后，化学农药品质还不能令人满意。近10 儿年来，化学农约品种虽然发生了较火的变化，开发了不少新品种，但整体上还是以老的传统品种为主 体，各类化学农药品种比例不合理、产品显老化、剂型单调。 在我国，杀虫剂 1 化学农药的70％以上，而其中高毒害杀虫剂有机磷又占70％以上；原约产量达万吨以上的品种有l2 个，其中杀虫剂l1 个，除草剂 1 个。农约剂的开发与国外相比尚有很人的差距，在美国，原约与制剂之比为1：36，也就是说 1 种农药往往有36种制剂，日本为l ：30，而我国仅为l ：5，开发的余地很大。 3. 农药的危害 3.1 农药污染对人体健康的危害 农药既是重要的农业生产资料，又是对生物体有害作用的化学物质，即具有毒物的属性。农药可经消化道、呼吸道和皮肤 3 条途径进入人体而引起中毒，其中包括急性中毒、慢性中毒等。由于人们的生活方式不同，有误服、误食、食用不卫生的水果，蔬菜和不注重个人的清洁卫生的情况而引起药物性中毒，而有些农药能溶解在人体的脂肪和汗液中，特别是有机磷农药，可以通过皮肤进入人体，危_害人体的健康。 急性中毒多发生于高效农药，尤其是高毒有机磷农药和氨基甲酸农药。这两种农药急性中毒都引起头晕头痛、恶心、呕吐、多汗且无力等：严重则昏迷、抽搐、吐沫、肺水肿、呼吸极度困难、大小便失禁、甚至死亡。慢性中毒是经常连续、吸入或皮肤接触较小量农药；使毒物进入人体后逐渐发生病变和中毒症状。此过程 1 般发病缓慢，病程较长，症状难于鉴别，也往往被人们忽略。我国除农药研制，生产人员外，因运输、贮藏和使用接触农药的人数达几百万之多，是 1 个相当庞
环境污染化学 环境污染化学 环境污染化学是环境化学的组成部分，又称污染化学。它主要研究环境污染物在地球大气圈、水圈、土壤-岩石圈和生物圈中迁移转化的基本规律。环境污染化学的研究内容包括污染物在环境中的来源、扩散、分布、循环、形态、反应、归宿等各个环节。它的研究目的是为环境质量评价、分析监测和控制治理等方面的工作提供依据。 环境污染化学范畴 环境污染化学是一门新兴的学科，它的范畴还没有公认的明确界限。一般可分为大气污染化学、水污染化学、土壤污染化学、生态污染化学等部分，分别研究大气、水体、土壤和生态系统等不同领域中的污染化学问题。 环境物质历来是自然科学的重要研究对象。环境污染问题出现后，人们开始研究污染物质。 起初，研究工作多集中于调查污染物的来源和排放状况，着重于探求处理和控制技术。从60年代开始，人们逐渐发现，污染物进入环境后，环境对污染物的作用、污染物对生态系统的效应、二次污染物的生成、污染物的迁移转化等等，都会对环境保护产生全局性影响。这些问题的提出促使环境污
染研究面向自然环境，以便更深入地掌握污染物在环境中的迁移转化规律，这就推动了环境污染化学的形成和发展。 环境污染化学的主要研究对象是人类在生产和消费活动中向环境排出的污染物，例如硫氧化物、氮氧 环境污染化学的研究对象 化物、烟尘、挥发性烃、耗氧有机物、氮磷营养素、重金属、农药、多环芳烃、卤代烃、多氯联苯、放射性物质等。 自然环境中有许多非污染性天然物质，如无机盐类、金属氧化物、粘土矿物、腐殖质等，以及各种物理因素(如光照、辐射)、气象、水文、地质、地理条件等，还可能有污染性的天然物质，这是污染物存在的环境背景。这种环境背景或者与污染物直接作用，或者给污染物以间接影响。 因此，污染化学的研究对象实际应是由污染物及其环境背景共同构成的综合体系。自然环境是一个开放性体系，时刻有能量流和物质流传送所受的影响因素很多，而且经常变化，所以污染化学的研究对象是十分复杂的。 污染物的迁移和转化 污染物会在环境中发生迁移和转化。迁移包括来源、扩散、分布、循环等环节，转化则包括形态、反应、归宿等环节。表面看来，迁移好像只是变换空间位置的物理运动，而实际上它同污染物的转化交织在一起，相互依赖，相互促进，包含着复杂的化学内容，同时，生物对污染物的迁移和转化所起的作用，也都同化学反应过程密切相关。 例如，大气污染物二氧化硫在大气中扩散迁移时，可被氧化成为三氧化硫，再遇到氨或金属氧化物时就会形成硫酸盐颗粒物。它随降水落到地面，受径流冲刷进入水体，成为沉积物。硫酸盐处于水底缺氧条件下，作为受氢体经硫酸盐还原菌作用，可以还原为硫化氢，再次进入大气。 尽管这只是硫在环境中循环途径之一，但每一步骤都往往包含有物理化学或生物化学的反应。大气中二氧化硫的氧化包含着复杂的光化学反应，形成各种激发态，进行自由基反应，并存在非均相的界面吸附和催化过程。 污染物的循环 环境中污染物的循环常归纳为各种元素的循环。
污染生态学复习题 一、名词解释 1、污染生态学: 是以生态系统理论为基础，用生物学、化学、数学分析等方法研究在污染条件下生物与环境之间的相互关系规律的学科。 2、安全浓度:生物与某种污染物长期接触，仍未发现受害症状，这种不会产生受害症状的浓度。 3、效应浓度EC: 使生物开始出现受害症状的浓度。 4、最高允许浓度:生物在整个生长发育周期内，或者是对污染物最敏感的时期内，该污染物对生物的生命活动能力和生产力没有发生明显影响的浓度。 5、生物富集: 生物体或处于同一营养级的生物种群，从环境中吸收某些元素或难分解的化合物，导致生物体内该物质的浓度超过环境中浓度的现象。 6、氧化塘:利用库塘等水生生态系统对污水的净化作用，进行污水处理和利用的生物工程措施 7、抗性:生物对各种不良环境具有一定的适应性和抵抗力 8、生化耗氧量BOD：一定期间，微生物分解一定体积水中有机物所耗溶解氧的数量。 9、总需氧量TOD：把水中的CNSH等元素全部氧化成所需的O2 10、总有机碳TOC：溶解于水中所有机物的含碳量 11、土壤污染：当工农业生产的“三废”污染物通过水体、大气或直接向土壤中排放转移，并累积到一定程度，超过土壤自净能力时，导致土壤生态系统功能降低，进而对土壤动植物产生直接或潜在的危害，急即土壤污染。 12、环境容量：在一定范围和规定的环境目标下，能容纳某污染物的最大负荷量 13、土壤背景值：未受人类污染影响的自然环境中化学元素和化合物的含量 14、杀虫剂：主要用于防治农、林、牧、卫生及仓库等害虫的药品 15、土壤自净作用：以各种方式进入土壤的污染物，通过土壤的物理、化学、生物学的复杂作用使污染物逐渐转化、减毒、消失最终使土壤恢复到原来的生态功能的过程。 二、填空 1、土地处理技术慢速渗滤、快速渗滤、地表漫流、湿地、地下渗滤系统。
化学农药与土壤污染 孔晓华 （辽宁省大石桥市环境监测站) 化学农药落入土壤中以后，通过各种途径挥发、扩散、迁移而转入大气、水体和生物体中。因而土壤的农药污染又转化为大气污染、地表水与地下水污染、农产品污染等环境问题。 直接向土壤或植物表面喷撒农药，是使用农药最常见的一种方式，也是造成土壤污染的重要原因。研究表明，一般农田土壤均受不到不同程度的污染。化学农药在使用过程中，只有一部分附着于植物体上。对不同作物，采用不同的施用方式喷撒农药，除被植物体吸收外，大约有20%～50%左右进入土壤。 直接进入土壤的农药，大部分可被吸附，残留于土壤中的农药，由于生物的作用，经历着转化和降解过程，形成具有不同稳定性的中间产物，或最终成为无机物。 一、土壤对化学农药的吸附作用 由于土壤中存在着一个由无机胶体（粘土矿物）、有机胶体（腐殖酸类）以及无机-有机胶体组成的胶体体系，它们是土壤中最活跃的组成部分。在碱性条件下，土壤胶体带负电荷，在酸性条件下，则带正电荷。而进入土壤的化学农药，一般都离解成为有机阳离子或阴离子形式。因此，土壤对化学农药具有吸附作用。 土壤吸附化学农药的机理有以下两种途径： （一）物理吸附：土壤胶体扩散层的阳离子通过“水桥”吸附极性农药分子。 （二）物理化学吸附：是土壤对农药的主要吸附作用。土壤胶体的物理化学吸附能力大小顺序为：有机胶体>蛭石>蒙胶石>伊利石>绿泥石>高岭石。 由于农药种类极多，性质各不相同，对土壤吸附有很大影响。一般农药的分子愈大，愈易被土壤吸附。农药在水中的溶解度强弱也对吸附有影响，如DDT在水中溶解度很低，在土壤中吸附力很强；而一些有机磷农药，在水中的溶解度很大，吸附能力则很低。 二、土壤对化学农药的降解作用 农药在土壤中的降解作用有：微生物降解、光化学降解、化学降解和土壤自由基降解等。 由于土壤中的微生物种类繁多、即使被认为难降解的有机氯农药，最终也要被微生物所降解。但化学农药在土壤中的微生物降解作用是一个相当复杂的过程。与微生物对农药降解作用有关的主要的生化反应包括：烷基化作用、脱烃作用、脱卤作用、脱卤化氢作用、氧化反应、还原反应、环分裂、键分裂、缩合和结合作用等。微生物降解作用是影响农药最终是否在土壤中残留毒量大小的决定因素。微生物对农药的代谢作用，是土壤对农药彻底的、最主要的降解过程。但是，也不能认为微生物群系是万能的，而且有些代谢产物甚至比原型农药毒性更大。 光化学降解是化学农药非生物降解的重要途径之一。进入土壤中的农药，由于吸收太阳辐射能，而产生光化学反应。光化学反应有水解、氧化、取代、异构化和离子化等，这取决于农药的物理状态、溶剂以及是否有其它反应物的存在。土壤中的氨基酸、硫基和铜、铁、锰等金属离子可促进某些有机磷农药光化学反应中的水解和氧化还原作用。有些光敏农药的光解是非常迅速的。值得注意的是，落到土壤表面而未与土壤结合的农药，光化学降解可能是相当重要的；但是，在表土以下，由于土壤的其它成分对光能的吸收，从而显著地减弱了光能到达表土层以下的农药，这是一个重要的限制因素。 化学降解主要是指土壤中的农药通过氧化还原、水解等反应而降解。其中水解反应是许多农药降解的一个重要途径。由于土壤吸附作用对水解反应的催化作用，有些农药在土壤中的水解比在水中的水解更快。 土壤中的农药还存在着一种生物降解作用。大部分农药施用后进入土壤，首先对土壤微生物产生抑制作用，但随着时间的延长，微生物有一个相对的适应阶段，当微生物大量繁殖后，农药被微生物的降解作用明显地表现出来，直到农药被微生物耗尽为止。这一作用也受到环境条件因素的影响，如温度、pH、水分条件、通气状况和养分的补给等。 （一）有机磷农药的降解 有机磷农药在土壤中很易降解，既能直接水解和氧化，也能被微生物分解，其降解速度随土壤温度、湿度和酸度增高而加快。如马拉硫磷可以水解，也可在绿色木霉（Triehoclermavinde）和极毛杆菌属（Pseudomonos）作用下分解，反应产物可彻底降解为磷酸盐和碳酸盐等。 其他的有机磷农药，如对硫磷、甲基对硫磷和乙基对硫磷，能被枯草杆菌（Bacillus subtilis）降解，所含的硝基被还原为氨基。有些微生物能使对硫磷水解为P-硝基酚；杀螟松在土壤中同样发生硝基还原为氨基的降解作用。 （二）有机氨农药的降解 一般有机氯农药在土壤中较难降解，但还是可以降解的。例如，滴滴涕（DDT）在嫌气条件下，微生物能使之脱氯变为DDD，或是脱氯变为DDE；DDE和DDD都可以进一步氧化为DDA。DDT在好气条件下分解很慢，降解产物DDE、DDD的毒性虽比DDT低得多，但DDE仍有慢性毒性，而且它的水溶性比DDT大。对此类农药要注意其分解产物在环境中的积累。 与DDT相比，林丹（丙体六六六）比较容易降解，而其它有机氯农药，如艾氏剂、异艾氏、剂狄氏剂、异狄氏剂、氯丹等是环境中最稳定的农药，但在土壤中可发生脱氯、水解、还原和羟基化作用形成环氧化物。 三、化学农药在土壤中残留的环境效应 虽然农药可通过上述途径迁移转化、降解去毒，但是由各种农药的化学性质和分解难易程度不同以及土壤条件的 植保土肥 Zhibaotufei 34
化学与环境保护 篇一：化学与环境保护论文 化学与环境保护 从环境保护出发，介绍了环境污染的现状、防治方法及我国环境污染防治取得的成绩，综述了绿色化学的定义、特点及研究内容。指出绿色化学是近年来国际上普遍提倡和开展的研究课题，绿色化学的发展能节约能源，减少环境污染，将成为可持续发展战略的核心内容。 人类在改造自然创造物质财富的进程中，特别是20世纪，随着有机化学工业的发展，石油、天然气生产的急剧增长，化工污染越来越突出，环境问题日趋严重。不可否认，环境科学的研究成果和化学知识的应用为推动人类的进步做出了巨大的贡献，化学及其制品已经渗透到人类生活、生产和国民经济的各个领域。但另一方面，由于只注意经济的发展而忽视了环境保护，污染环境和危害人类健康的事件接连发生。在水体方面，1956年。日本熊本县水俣湾被化工厂排放含汞废水污染，诱发水俣病，使一些人四肢麻木、精神失常、一会儿酣睡、一会儿兴奋异常，惨痛而死。而大气方面，有马斯河谷烟雾事件、多诺拉烟雾事件、伦敦烟雾事件。原因就是燃煤产生的二氧化硫转化成硫酸雾，导致人们胸闷、咳嗽、呕吐，年老体弱者因而死亡。环境污染给人类赖以生存的自然环境的可持续发展带来了巨大的威胁。如何保护我们赖以生存的自然环境，实现人与自然的协调发展，已经成为世界各国共同关注和思考的问题。
2.环境污染与治理 2.1水污染及治理 水是一切细胞和组织的重要成分，是构成自然界一切生命的重要物质基础，是名副其实的生命之源。由于人类大规模的生产活动，使某些有害物质进入水体，引起天然水体发生物理和化学上的变化，造成水污染。水污染按污染物质的类型可分为：病原体污染、需氧物质污染、植物营养物质污染、石油污染、热污染、有毒化学物质污染、无机物污染、放射性污染。 在水污染防治技术上，我国科技工作者通过不懈努力，取得了一定的成果。历时五年的“甲基汞污染综合防治与对策研究”取得可喜成果；“长江中下游浅水湖生态渔业研究”通过了专家鉴定；无磷洗衣粉的研制生产??为水资源保护与可持续利用做出了积极贡献。 2.2大气污染及治理 排放到大气中的污染物有二氧化硫、飘尘、氮氧化物、碳氢化物、一氧化碳、二氧化碳等。大气污染来源主要有三个方面：一是生活污染源，包括饮食或取暖时燃料向大气中排放的有害气体和烟雾；二是工业污染源，包括火力发电、钢铁和有色金属冶炼、各种化学工业给大气造成的污染；三是交通污染源，包括汽车、飞机、火车、轮船等交通工具的烟煤、尾气排放。人类活动导致全球大气层的主要变化及环境问题可以归结为三个方面：一是大气中温室气体的增加导致气候变化，二是大气臭氧层破坏形成臭氧层空洞，三是酸雨和污染物的越
浅谈化工与环境污染 班级：化工1204班 姓名：常月 学号：12110432
通过化工专业概论这一堂课，让我对本专业有了较为系统的了解，化学工业是从19世纪初开始形成，并发展较快的一个工业部门。化学工业是属于知识和资金密集型的行业。随着科学技术的发展，它由最初只生产纯碱、硫酸等少数几种无机产品和主要从植物中提取茜素制成染料的有机产品，逐步发展为一个多行业、多品种的生产部门，出现了一大批综合利用资源和规模大型化的化工企业，化学工业是国民经济的重要部门之一，它在各国经济发展中举足轻重。在西方发达国家化工总产值一般占国民生产总值的5%—7%，占工业总值的7%—10%，在我国，石油和化学工业的主要经济指标居全国首位，现阶段中国专用化学品工业企业必须抓住新的发展形势，加大科技创新，实现化学工业的结构调整，借鉴国外先进经验，加强自主研发能力，发展优势产业和优势产品，实现可持续发展。 随着科学技术的不断发展，化学工业在国民经济生产和人们社会生活中扮演的角色也越来越重要，与此同时，不论是社会发展还是人们生活需要都要求我们向更深处去追求和探索，这就需要把化工产品进一步精细化，也就是精细化工。这同时也是我比较感兴趣的方面。 精细化工是当今化学工业中最具活力的新兴领域之一，是新材料的重要组成部分。精细化工产品种类多、附加值高、用途广、产业关联度大，直接服务于国民经济的诸多行业和高新技术产业的各个领域。大力发展精细化工己成为世界各国调整化学工业结构、提升一化学工业产业能级和扩大经济效益的战略重点。精细化工率的高低己经成为衡量一个国家或地区化学工业发达程度和化工科技水平高低的重要标志。精细化工产品按照大类属性分为精细无机化工产品、精细有机化工产品、精细高分子化工产品
污染生态学中的环境质量评价问题 现在，人们越来越意识到，人类社会的经济发展，自然生态系统的维持，以及人类本身的健康状况都与该地区的环境质量状况密切相关。人们也更加意识到人类的行为，特别是人类社会的经济发展行为，会对环境的状态和结构产生很大的影响，会引起环境质量的变化。如果因为人类的行为引起了环境质量的恶化，则人类社会不可能做到持续发展，也严重影响到人类自身的生存。因此，人们十分关心环境质量状况如何，以及人们的行为将会引起环境质量怎样的变化。这样慢慢的形成了当代环境科学的一个分支学科环境质量评价学。同时，环境质量评价又是约束人们行为的一项重要环境管理措施。 第一节环境质量评价概述 ⒈环境质量（environment quality） 环境质量是环境科学的一个重要和基本概念。正确理解环境质量一词的概念并赋以科学的定义，必须从分析环境的基本概念和特征入手。因为环境是一个系统，环境系统的内在特征表现为环境结构；环境系统的外在特征表现为环境状态。目前，我们有很多方法和手段能够对环境的状态进行定性和定量的描述。因此，对环境质量一词的定义应该是：环境质量是环境系统客观存在的一种本质属性，并能用定性和定量的方法加以描述的环境系统所处的状态。环境始终处于不停的运动和变化之中，作为环境状态表示的环境质量也是处于不停的运动和变化之中。引起环境质量变化的原因主要有两个方面：一方面是由于人类的生活和生产行为引起环境质量的变化；另一方面是由于自然的原因引起环境质量的变化。 2.环境质量评价（environment quality evaluation） 近几十年来，世界各国都不同程度的受到环境问题的严重挑战。例如水土大量流失，土地沙化，森林覆盖率锐减，臭氧层破坏，酸雨，大气和地表水的品质恶化等。在这些环境问题面前，人类开始感到了生存与发展受到严重威胁。同时，人们也逐渐认识到在环境质量与人类需要之间客观的存在一种特定的关系环境质量的价值。所谓环境质量评价，是评价环境质量的价值，而不是评价环境质量的本身，是对环境质量与人类社会生存发展需要满足程度进行评定。环境质量评价的对象是环境质量与人类生存发展需要之间的关系，也可以说环境质量评价所探讨的是环境质量的社会意义。 环境质量评价（Environmental Quality Assessment）概念是从环境卫生学角度按照一定评价标准和评价方法对一定区域范围内的环境质量加以调查研究并在此基础上作出科学、客观和定量的评定和预测。 3.目的环境质量评价的主要目的是:（1）较全面揭示环境质量状况及其变化趋势;（2）找出污染治理重点对象;（3）为制定环境综合防治方案和城市总体规划及环境规划提供依据;（4）研究环境质量与人群健康的关系;（5）预测和评价拟建的工业或其他建设项目对周围环境可能产生的影响，即环境影响评价。 4.分类环境质量评价有下述类型：按地域范围可分为局地的、区域的（如城市的）、海洋的和全球的环境质量评价。按环境要素可分为大气质量评价、水质评价、土壤质量评价等。就某一环境要素的质量进行评价，称为单要素评价。就诸要素综合进行评价，称为综合质量评价。按时间因素可分为环境回顾评价、环境现状评价和环境影响评价。按参数选择，有卫生学参数、生态学参数、地球化学参数、污染物参数、经济学参数、美学参数、热力学参数等质量评价。对环境质量评价分类进行研究，不仅具有理论意义，而且还有实践意义。在环境质量评价工作中，对不同类型的评价，其评价重点、评价方法，对评价所需资料的要求、评价精度、评价时效等均不相同。所以，在做某一项具体的评价时，首先正确的确定评价类型是十分重要的。 5.评价内容 环境质量评价的内容比较全面的城市区域环境质量评价，应包括对污染源、环境质量和环境
城市大气污染及控制 摘要 随着我国经济和科技的飞速发展,城市化进程的大大加速，大气污染问题集中在各大城市，且愈演愈烈。大气污染集中在城市为了提高城市大气环境质量,提高人们的生活质量，认清当前的大气污染程度，以及如何进行综合防治已迫在眉睫。本文主要从我国当前城市大气污染现状情况，进行合理分析,得出针对我国城市大气污染的综合防治措施。 关键词 城市大气污染概念现状防治措施 正文 一、大气污染的概念 大气圈是一个约有5*10^18立方米空气的大贮存库,各种大气成分包含其中。大气具有一定的自净作用,但并不是一个无限的贮存库,随着工业的快速发展,大气中的废物不断增加,超出大气的自净力后,就造成了大气污染（Atmospheric pollution）。简言之,大气成分的质和(或)量的改变,即大气污染。
二、我国城市大气污染的现状 1、城市大气污染特点 我国新修订的环境空气质量标准(GB3095-2012),规定了10项污染物不允许超过浓度限值,这10项污染物为二氧化硫(SO2),总悬浮颗粒物(TSP),可吸入颗粒物(PM10、PM2.5),氮氧化物(NOx),二氧化氮(NO2),一氧化碳(CO),臭氧(O3),铅(Pb),苯并(a)芘(B[a]P),氟化物(F)。由于过去对环保认识不足,大气污染近几年有进一步加重的趋势。具体地说,我国城市大气污染呈现以下特点： （1）悬浮物含量高。 北方内陆城市的大气中除有害气体外,街道空气污染物中飘尘、降尘和铅尘量大。据监测表明,呼和浩特市区每年燃煤排放到大气中的烟尘约7.7万t,大气总悬浮颗粒年日平均浓度是大气环境质量标准的1.43倍;郑州市自1991年来,大气污染情况严重,直至1998年才转为中度污染,大气主要污染物除1991年和1992年为NOX居首位外,其他各年均是TSP居首位,多数情况下污染物由主到次的顺序为TSP>NOx>SO2。据对我国87个城市的监测发现,1995年TSP年日均值北方城市平均为392μg/m3,南方城市平均为242μg/m3;据84个城市监测,1995年降尘年月均值北方城市为24.73t/km2,南方城市为10.16 t/km2。 （2）冬季比夏季污染更为严重。 沈阳市大气污染属于典型的煤烟型污染,主要污染物是烟尘和SO2.就TSP而言,春季、夏季均接近国家二级标准,秋季略超过二级标
DB32/939-2006化学工业主要水污染物排放标准 江苏省环境保护厅江苏省质量技术监督局 2006-05-26发布2006-07-26实施 前言 1 范围 2 规范性引用文件 3 术语和定义2 4 要求 5 监测 6标准实施监督6 附录A(规范性附录). 前言 本标准为全文强制。 为贯彻《中华人民共和国环境保护法》、《中华人民共和国水污染防治法》、《中华人民共和国海洋环境保护法》、《江苏省长江水污染防治条例》、《江苏生态省建设纲要》,加强江苏省水污染防治，严格控制化学工业企业的主要水污染物排放，特制定本标准。 本标准按照污水排放去向及《江苏省地表水（环境）功能区划》（苏政复[2003]29号）要求，规定了25种水污染物最高允许排放浓度。 本标准主要参考了GB8978—1996《污水综合排放标准》、GB13458—2001《合成氨工业水污染物排放标准》、GB15580—1995《磷肥工业水污染物排放标准》、GB15581—1995《烧碱、聚氯乙烯工业水污染物排放标准》。 本标准附录A为规范性附录。 本标准由江苏省环境保护厅提出。 本标准由江苏省环境科学研究院、南京大学环境学院、江苏省环境监测中心负责起草。 本标准由江苏省环境保护厅负责解释。 化学工业主要水污染物排放标准 1 范围 本标准适用于化学工业现有单位水污染物的排放管理，以及建设项目的环境影响评价、建设项目环境保护设施设计、竣工验收及其投产后的排放管理。 本标准规定了江苏省化学工业企业重点控制的25种水污染物排放的最高浓度限值，本标准中未作规定的内容和要求，仍执行国家相应标准。 2 规范性引用文件 下列文件中的条款通过本标准的引用而构成本标准的条款。凡是注日期的引用文件，其随后所有的修改单（不包括勘误的内容）或修订版均不适用于本标准，然而，鼓励根据本标准达成协议的各方研究是否可使用这些文件的最新版本。凡是不注日期的引用文件，其最新版本适用于本标准。 GB 3097—1997 海水水质标准
基于生态足迹理论在城市环境污染生态应用问题的认识 随着全球经济的飞速发展，人们对于因此而带来的环境问题也越来越重视，生态足迹（Ecological footprint,EF）就是能够持续地提供资源或消纳废物的、具有生物生产力的地域空间（biologically productive areas），其含义就是要维持一个人、地区、国家或者全球的生存所需要的或者能够只纳人类所排放的废物的、具有生物生产力的地域面积。生态足迹的理念在于连接了环境经济学与污染生态学的纽带，对于最近几年提出的绿色GOD的概念扩展了新的视角。生态足迹估计了需要承载一定生活质量的人口，需要多大的可供人类使用的可再生资源或者能够消纳废物的生态系统，又称之为“适当的承载力”（appropriated carrying capacity）。生态足迹既能够反映出个人或地区的资源消耗强度，又能够反映出区域的资源供给能力和资源消耗总量，也揭示了人类生存持续生存的生态阈值。它通过相同的单位比较人类的需求和自然界的供给，使可持续发展的衡量真正具有区域可比性，评估的结果清楚地表明在所分析的每一个时空尺度上,人类对生物圈所施加的加压及其量级，因为生态足迹取决于人口规模、物质生活水平、技术条件和生态生产力。2010年《地球生命力报告》和《中国生态足迹报告2010》近期先后公布，有专家据此提醒，如果继续以超出地球资源极限的方式生活，到2030年，人类“将需要两个地球来满足需求”——人类生态耗竭已超五成中国生态足迹量全球第二。以最新的2007年“生态足迹”计算表明，人类的生态耗竭已经超过50%，这表示地球需要1.5年的时间来产生人类所用的可再生资源和吸收排放的二氧化碳，过去30年里，随着经济的发展，中国的人均收入增长了50多倍。然而，迅速的工业化、城镇化和农业集约化也增加了对自然资源的压力。本文就生态足迹理论的在关于城市环境污染生态应用的问题进行了论述。 一.生态足迹的基本概念 生态足迹（ecological footprint）也称“生态占用”。是指特定数量人群按照某一种生活方式所消费的，自然生态系统提供的，各种商品和服务功能，以及在这一过程中所产生的废弃物需要环境(生态系统) 吸纳，并以生物生产性土地(或水域) 面积来表示的一种可操作的定量方法。它的应用意义是：通过生态足迹需求与自然生态系统的承载力(亦称生态足迹供给) 进行比较即可以定量的判断某一国家或地区目前可持续发展的状态，以便对未来人类生存和社会经济发展做出科学规划和建议。 生态足迹通过测定现今人类为了维持自身生存而利用自然的量来评估人类对生态系统的影响。比如说一个人的粮食消费量可以转换为生产这些粮食的所需要的耕地面积，他所排放的二氧化碳总量可以转换成吸收这些CO2所需要的森林、草地或农田的面积。因此它可以形象地被理解成一只负载着人类和人类所创造的城市、工厂、铁路、农田……的巨脚踏在地球上时留下的脚印大小。它的值越高，人类对生态的破坏就越严重。生态足迹该指标的提出为核算某地区、国家和全球自然资本利用状况提供了简明框架，通过测量人类对自然生态服务的需求与自然所能提供的生态服务之间的差距，就可以知道人类对生态系统的利用状况，可以在地区、国家和全球尺度上比较人类对自然的消费量与自然资本的承载量。生态足迹的意义在于探讨人类持续依赖自然以及要怎么做才能保障地球的承受力，进而支持人类未来的生存。生态足迹将每个人消耗的资源折合成为全球统一的、具有生产力的地域面积，通过计算区域生态足迹总供给与总需求之间的差值——生态赤字或生态盈余，准确地反映了不同区域对于全球生态环境现状的贡献。 生态足迹的计算是基于两个基本假设：（1）我们可以保留大部分消费的资源以及大部分产生的废弃物；（2）这些资源以及废弃物大部分都可以转换成可提供这些功能的生物生产性土地。生态足迹的计算方式明确地指出某个国家或地区使用了多少自然资源，然而，这些足迹并不是一片连续的土地；由于国际贸易的关系，人们使用的土地与水域面积分散在全球各个角落，这些需要很多研究来决定其确定的位置。
化学工业主要水污染物排放标准DB32/939—2006 2006-05-26发布 2006-07-26实施 省环境保护厅 省质量技术监督局 前言 本标准为全文强制。 为贯彻《中华人民国环境保护法》、《中华人民国水污染防治法》、《中华人民国海洋环境保护法》、《省长江水污染防治条例》、《生态省建设纲要》,加强省水污染防治，严格控制化学工业企业的主要水污染物排放，特制定本标准。 本标准按照污水排放去向及《省地表水（环境）功能区划》（政复[2003]29号）要求，规定了25种水污染物最高允许排放浓度。 本标准主要参考了GB8978—1996《污水综合排放标准》、GB13458—2001《合成氨工业水污染物排放标准》、GB15580—1995《磷肥工业水污染物排放标准》、GB15581—1995《烧碱、聚氯乙烯工业水污染物排放标准》。 本标准附录A为规性附录。 本标准由省环境保护厅提出。 本标准由省环境科学研究院、大学环境学院、省环境监测中心负责起草。 本标准由省环境保护厅负责解释。
化学工业主要水污染物排放标准 1 围 本标准适用于化学工业现有单位水污染物的排放管理，以及建设项目的环境影响评价、建设项目环境保护设施设计、竣工验收及其投产后的排放管理。 本标准规定了省化学工业企业重点控制的25种水污染物排放的最高浓度限值，本标准中未作规定的容和要求，仍执行国家相应标准。 2 规性引用文件 下列文件中的条款通过本标准的引用而构成本标准的条款。凡是注日期的引用文件，其随后所有的修改单（不包括勘误的容）或修订版均不适用于本标准，然而，鼓励根据本标准达成协议的各方研究是否可使用这些文件的最新版本。凡是不注日期的引用文件，其最新版本适用于本标准。 GB 3097—1997 海水水质标准 GB 3838—2002 地表水环境质量标准 GB/T 6920—1986 水质 pH值的测定玻璃电极法 GB/T 7466—1987 水质总铬的测定 GB/T 7467—1987 水质六价铬的测定二苯碳酸二肼分光光度法 GB/T 7475—1987 水质铜、锌、铅、镉的测定原子吸收分光光度法 GB/T 7478—1987 水质铵的测定蒸馏和滴定法
1. 污染生态学：以生态系统理论为基础，用生物学、化学、数学分析等方法研究在污染条件 下生物与环境之间相互关系及其规律的一门学科。（污染的生态系统是其研究对象） 2. 污染生态学的研究内容 1. 污染物在生物体内的生物过程 2. 环境污染的生物防治与修复 3. 环境污染的生物指示、监测和评价 3. 污染生态学的任务 1. 阐明污染物在生物体内的生物过程，为环境污染控制提供理论依据 2. 寻求解决环境污染问题的生态学途径 3. 建立和完善污染环境的生物监测评价体系 4. 污染生态学的研究方法？ 把生态系统作为一个整体来研究生物与受污染环境之间的相互关系，但在具体研究时常把它 分解”为各个单元进行研究，最后综合为整体。 野外调查、受控实验、多学科交叉、新技术的运用 5. 污染生态学侧重于研究污染条件下生物的生物过程和生态效应，核心是分析环境中的污染 物在生态系统中的行为及其对生物的影响，目的是要利用生物控制污染和改善环境质量，并对环境质量进行综合评价和预测，提出生态规划和管理对策。 6. 植物对污染物的吸收 （一）植物对气态污染物的粘附和吸收 粘附的数量决定于植物表面积的大小和粗糙程度； 吸收主要通过气孔和叶孔进入植物体，积累后并对这些部位产生伤害。 （二）植物对水溶态污染物的吸收 1、水溶态污染物到达植物根（或叶）表面 两个途径： 1. 质体流（mass flow）途径：污染物随蒸腾拉力，在植物吸收水分时与水一起到达植物根部； 2. 扩散途径：通过分子扩散而到达根表面。 2、水溶态污染物进入细胞的过程 一种是被动的扩散，物质顺着本身的浓度梯度或细胞膜的电化学势流动； 一种是物质的主动传递过程，这种传递需要能量。 3. 污染物透过细胞膜过程的物理化学解释
环境污染的危害 地理环境污染geographical environment，pollution of由于人为原因，向地理环境释放物质和能量，影响人类和其他生物的正常生存与发展，或造成某些地理要素的使用价值下降等现象。地理环境污染的范围，小可以是一座城市、一条河流，大可扩展到全球。地理环境污染的影响是多方面的。它可直接影响人体健康，危害生态平衡，破坏自然资源。 地理环境污染-污染状况 环境污染 由于人为原因造成地理环境污染的历史很久。早在城市发展初期，由于人口密集，各种手工业作坊排放出的烟气、污水、废渣等就污染周围的环境。13世纪,英国因烧煤致使伦敦烟雾弥漫,有碍居民生活，曾有对煤炭的“有害气味”提出抗议的记载。所以，地理环境污染首先是从城市开始的。但早期地理环境污染仅限于历史久、人口多和手工作坊发达的城市，对整个地理环境影响不大。 产业革命后，一些工业发达的城市和工矿区，随着工业生产的迅速发展，排向地理环境中的废弃物的量急剧增加，不断发生环境污染事件。例如，1850年英国由于排污造成了泰晤士河水生生物的大量死亡事件；19世纪下半叶英国伦敦多次发生严重的有毒烟雾事件；19世纪后期日本足尾铜矿排出的废气毁坏了整片的山林和农作物,受害面积达400平方公里；1940年美国洛杉矶市发生光化学烟雾事件等。这个时期地理环境污染强度和范围增大，由一个点（城市）的污染大到一个地区的污染，从对人体产生影响大到对人体和生物造成危害，导致疾病和死亡。 第二次世界大战后，全世界的社会生产力进一步飞跃发展，排向地理环境中的污染物数量和种类都急剧增加，许多地区和国家发生了现代工业带来的、范围更大、情况更加严重的环境污染问题。例如，日本发生了由于Hg、Cd污染水体,再通过食物链的富集,最后造成“水俣病”、“痛痛病”等震惊世界的公害事件。由于难以降解并能在生物体内和地理环境中累积的有机氯等农药的使用和滥用，造成某些地区生态平衡的失调和危机。这些农药和其他污染物在盛行风和海流的带动下，传播到地球上各个角落，造成全球污染。对整个地球而言，严重的污染使大气中CO2浓度不断增高和臭氧层受到破坏。大气中CO2浓度增高产生温室效应，不
名词解释： 1.污染物：进入环境后使环境的正常组成发生直接或者间接有害于生物生长发育和繁殖的 变化的物质。 2.相加作用协同作用拮抗作用独立作用 3.生物富集：生物个体或出于同一营养级的许多生物种群，从周围环境中吸收并积累的某 种元素或难分解的化合物，导致生物体内该物质的浓度超过环境中的浓度的现象。 4.生物积累：同一生物个体在生长发育的不同阶段生物富集系数不断增加的现象。 5.生物放大：同一食物链上，生物富集系数从低位营养级到高位营养级逐级增大的现象。 6.生物活性点位是生物大分子中具有生物活性的基团和物质。 7.生物的抗性：生物对各种不良环境具有一定的适应性和抵抗力。 8.生物屏蔽（隔离）作用：生物将污染物运输到体内特定部位，使污染物与生物体内活性 靶分子隔离. 9.解毒作用：有毒物质通过机体内酶促反应，可以转化成低毒或无毒物质，或转化为水溶 性物质而利于排出体外。 10.前适应：生物在没有接受污染以前具有的性状特征在污染环境中也是适应的现象。 11.生态代价-指对污染适应的生物，在进入到正常环境中时，它的竞争力降低；同时，还 可能伴随有对温度、水分、病虫害的抵抗能力下降。 12.生理代价-指对污染适应的植物，在某些生理性能上低于正常植物。 13.进化代价-对污染适应很好的植物在其他环境中进化发展的灵活度降低，以至于可能失 去适应其它环境的可能性。 14.生物监测是利用生物分子、细胞、组织、器官、个体种群和群落等各层次对环境污染程 度所产生的反应来阐明环境状况，从生物学的角度对环境质量的监测和评价提供依据。 15.污水灌溉：一般指使用经过一定处理的城市污水灌溉农田、森林和草地。分类--纯污水 灌溉、清污混灌、间歇污水灌溉 16.富营养化：是水体衰老的一种表现，指水体中营养物质过多，特别是氮、磷过多而导致 水生植物大量繁殖，影响水体与大气的正常的氧气交换，水质恶化，鱼类及其他生物大量死亡，加速水体衰老的进程。 17.土地处理系统：是指利用生态工程原理，将污水通过土壤-生物系统，除去污水中的营 养成分和污染物，达到净化和综合利用的目的. 18.土壤自净作用：以各种方式进入土壤的污染物，通过土壤的物理、化学和生物学的复杂 作用，使污染物质逐渐转化、减毒、消失，最终使土壤恢复到原有的生态功能的过程。 19.土壤容量：土壤对污染物的最大承受能力或负荷量。 20.环境容量：在一定范围和规定的环境目标下，能容纳某污染物的最大负荷量。容量大小 与污染物的毒性及其物理化学特性有关，也决定于环境空间大小、环境的物理化学性质和生物的净化能力。污染物毒性越大，趋稳定，则环境容量越小；环境空间越大，环境的自净能力越强，环境容量越大。 21.基因库：种群内存在的所有基因组和等位基因。 22.氧化塘又称氧化塘或生物塘。是利用库塘等水生生态系统对污水的净化作用，进行污水 处理和利用的生物工程措施。最深的氧化塘是厌氧塘；使用最多的是兼性塘；最浅的是好氧塘。氧化塘由水深浅分为好氧区，兼性区，厌氧区 简答： 1.化学元素的拮抗规律：1.两元素之间由于直接发生化学反应而产生颉颃○1凡两种元素 能生成难解离的稳定化合物的，他们之间便可能存在着生物的颉颃。例子：硫对铜和铁的颉颃，表现为硫化物对含Cu、Fe的呼吸酶、细胞色素氧化酶、过氧化氢酶等的明显
第二十讲：第五节化学农药污染与残留 【课题】化学农药污染与残留 【教学目标】1.化学农药的分类及污染食品的原因 2.有机氯农药的种类、特点及毒性 3.有机磷农药的种类、特点及毒性 4.有机氮农药和熏蒸剂的特点与毒性 【教学重点】化学农药污染的途径及预防农药污染的方法 【教学难点】化学农药的毒性及污染的预防 【教学方法】通过农药的具体应用实例来讲解化学农药的分类、作用、毒性及污染等【教学过程】 第一环节：课程导入 农作物、蔬菜、果树、牧草、森林等这些与人类生活密切相关的植物，在其生长成熟过程中也会感染病、虫害，如果不对这些病虫害加以防治，就会影响人类自己的生活。例 如粮食作物的赤霉病如果不治就会影响粮食的收成，森林中的松毛虫如果不治就会 吃光松叶，使松树因无法进行光合作用窒息而死，影响林木生长成材。化学农药的 应用是保证农、林、果、蔬正常生产的重要措施之一。 第二环节：教材内容要点讲授 板块内容Ⅰ：化学农药简介 1.化学农药的分类 2.化学农药污染食品的可能途径 3.我国发展化学农药的原则 板块内容Ⅱ：有机氯农药 1.常用的有机氯农药 2.有机氯农药的特点及毒性 3.有机氯农药残留的部位及预防
板块内容Ⅲ：有机磷农药 1.常用的有机磷农药 2.有机磷农药的特点及毒性 3.有机磷农药的残留部位及预防 板块内容Ⅳ：有机氮和熏蒸剂 1.有机氮农药的种类、特点和毒性 2.熏蒸剂的种类、特点、毒性和应用范围 第三环节：师生互动——讨论答疑 （对学生提出的问题进性讨论解答） 第四环节：知识拓展 人体胃肠道的防御系统 如前所述，人体有各种防御机制来应对致病因子对机体的侵袭，而胃肠道防御系统对应对食源性致病因子有着非常重要的作用。胃长道防御御系统由胃酸、胃肠道免疫系统、肠道菌群、胆汁酸和消化酶等构成。 1.胃酸胃腺分泌的盐酸使胃液的酸度很高（PH值2±），在这样的酸性环 境中许多病原微生物可被杀灭。如果胃的酸性降低，病原体在胃内存活并进入小肠 的机会就会增加，这就增加了肠道感染病原体的机会。引起胃酸降低的因素有：① 食物的缓冲作用；②服用抗酸剂；③某些药物具有抑制胃酸分泌作用；④胃切除（部 分或全部）术。 例如在正常情况下，健康人感染沙门菌引起发病所需菌量较大，但如果饮用牛奶，胃酸对沙门菌的杀灭作用就明显降低，使得较低的菌量即可引起发病。又如 空肠的弯曲菌如随牛奶或其它对胃酸有缓冲作用的食物一起摄入，对人体的感染菌 量也就低得多。不过，肉毒杆菌的致病作用有所不同，其毒性成分虽然可以被胃酸 破坏，但它通常是与非毒性代谢产物结合在一起通过胃的，到达小肠后被酶分解， 释放出毒性成分，引起发病。 2.胃肠道免疫系统主要通过减少某些大分子物质的吸收、抑制病原体向