２０１３年 第８卷第４期，４９４－
５０３生态毒理学报
Ａｓｉａｎ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ
Ｖｏｌ．８，２０１３
Ｎｏ．４，４９４－
５０３ 收稿日期：２０１２－０６－０８ 录用日期：２０１２－０７－
１８ 基金项目：
国家自然科学基金（２０９０７０４４） 作者简介：彭祖华（１９８７－），男，硕士，研究方向为水生态毒理学，Ｅ－ｍａｉｌ：ｐｅｎｇｚｈ１０１５＠ｙａｈｏｏ．ｃｏｍ．ｃｎ； ＊通讯作者（Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇ
ａｕｔｈｏｒ），Ｅ－ｍａｉｌ：ｓｕｎｌｉｗｅｉ＠ｚｊｕｔ．ｅｄｕ．ｃｎＤＯＩ：１０．７５２４／ＡＪＥ．１６７３－
５８９７．２０１２０６０８００１彭祖华，池剑，孙立伟，等．β
－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展［Ｊ］．生态毒理学报，２０１３，８（４）：４９４－５０３Ｐｅｎｇ Ｚ Ｈ，Ｃｈｉ Ｊ，Ｓｕｎ Ｌ Ｗ，ｅｔ ａｌ．Ｃｕｒｒｅｎｔ Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ ｔｈｅ Ａｑｕａｔｉｃ Ｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ｏｆβ－ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ Ｒｅｃｅｐｔｏｒ Ｂｌｏｃｋｅｒｓ［Ｊ］．Ａｓｉａｎ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ－ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ
，２０１３，８（４）：４９４－５０３（ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）β
－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展彭祖华，池剑，孙立伟＊，傅正伟
浙江工业大学生物与环境工程学院，杭州３１００３２
摘要：β－肾上腺受体阻滞剂是一类治疗心血管疾病的药物，其药理作用是和β－肾上腺受体结合但不使其活化。由于此类化合物在环境水体中的高检出率以及自身所具有的生物活性，
近年来有关其对非靶生物的生态毒性效应日益受到关注。在概括了β－受体阻滞剂的使用现状及其在水体环境中的归趋后，重点介绍了此类化合物对鱼类以及其他水生生物的毒性效应。最后，针对目前的研究现状对今后的工作做出展望。
关键词：药品和个人护理品；环境行为；肾上腺受体；水生生物；风险评价
文章编号：１６７３－５８９７（２０１３）４－４９４－１０ 中图分类号：
Ｘ１７１．５ 文献标识码：ＡＣｕｒｒｅｎｔ Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ ｔｈｅ Ａｑｕａｔｉｃ Ｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ｏｆβ
－ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ＲｅｃｅｐｔｏｒＢｌｏｃｋｅｒｓ
Ｐｅｎｇ
Ｚｕｈｕａ，Ｃｈｉ Ｊｉａｎ，Ｓｕｎ Ｌｉｗｅｉ＊，Ｆｕ ＺｈｅｎｇｗｅｉＣｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ，Ｚｈｅｊｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ
ｏｆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，Ｈａｎｇｚｈｏｕ ３１００３２Ｒｅｃｅｉｖｅｄ ８Ｊｕｎｅ ２０１２ ａｃｃｅｐｔｅｄ １８Ｊｕｌｙ
２０１２Ａｂｓｔｒａｃｔ：β－ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅｃｅｐｔｏｒ ｂｌｏｃｋｅｒｓ（ｏｒβ－ｂｌｏｃｋｅｒｓ）ａｓ ａ ｇｒｏｕｐ ｏｆ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ ａｒｅ ｍｏｓｔｌｙ ｕｓｅｄ ｉｎ ｔｈｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ ｃａｒｄｉｏｖａｓｃｕｌａｒ ｄｉｓｏｒｄｅｒｓ．Ｔｈｅ ｐｈａｒｍａｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｍｅｃｈａｎｉｓｍ ｏｆβ－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ｉｓ ｔｈａｔ ｔｈｅｙ ｂｉｎｄ ｔｏ ｔｈｅβ－ａｄ－ｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅｃｅｐｔｏｒｓ ａｎｄ ｄｏ ｎｏｔ ｃａｕｓｅ ｒｅｃｅｐｔｏｒｓ ａｃｔｉｖａｔｉｏｎ ｏｒ ｓｔｉｍｕｌａｔｉｏｎ．Ｓｉｎｃｅ ｔｈｅβ
－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ａｒｅ ｗｉｄｅｌｙ ｄｅｔｅｃｔｅｄ ｉｎ ｔｈｅａｑｕａｔｉｃ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ ａｎｄ ｈａｖｅ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｃｔｉｖｉｔｙ，ｔｈｅ ｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔｈｅｓｅ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ ｏｎ ｎｏｎ－ｔａｒｇｅｔｏｒｇａｎｉｓｍｓ ｈａｖｅ ｒｅｃｅｉｖｅｄ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ ａｔｔｅｎｔｉｏｎ ｉｎ ｒｅｃｅｎｔ ｙｅａｒｓ．Ｉｎ ｔｈｉｓ ａｒｔｉｃｌｅ，ｗｅ ｇｅｎｅｒａｌｉｚｅｄ ｔｈｅ ｃｕｒｒｅｎｔ ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ ａｎｄｆａｔｅｓ ｏｆβ－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ｉｎ ｔｈｅ ａｑｕａｔｉｃ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，ａｎｄ ｔｈｅｎ ｆｏｃｕｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｔｏｘｉｃ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｔｈｅｓｅ ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ ｏｎ ｆｉｓｈ ａｓｗｅｌｌ ａｓ ｏｔｈｅｒ ａｑｕａｔｉｃ ｏｒｇａｎｉｓｍｓ．Ｆｉｎａｌｌｙ，ｂａｓｅｄ ｏｎ ｔｈｅ ｃｕｒｒｅｎｔ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｄａｔａ，ｔｈｅ ｐｒｏｓｐｅｃｔｓ ｆｏｒ ｆｕｒｔｈｅｒ ｒｅｓｅａｒｃｈｅｓｏｎ ｔｈｅβ
－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ｗｅｒｅ ｄｉｓｃｕｓｓｅｄ．Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ ａｎｄ ｐｅｒｓｏｎａｌ ｃａｒｅ ｐｒｏｄｕｃｔｓ（ＰＰＣＰｓ）；ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｂｅｈａｖｉｏｒ；ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅ－ｃｅｐｔｏｒ；ａｑｕａｔｉｃ ｏｒｇａｎｉｓｍ；ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ 自２
０世纪８０年代以来，有关药品和个人护理品（ＰＰＣＰｓ
）的环境问题日渐浮现［１－２
］。由于用量和
第４期彭祖华等：β－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展４９５
产量的大幅增长，并伴随着化学分析手段的日新月异，各种药品和个人护理品在多个环境介质中被陆续发现，这使人们越来越重视此类化合物在环境中的归趋及效应［３－５］。与其他环境污染物类似，水环境是多数药品类化合物的最终汇。一般认为，药品被人体摄入后，将以原型或者代谢产物的形式通过尿液或者粪便进入污水处理厂，随之进入环境水体［３］。而对于未使用的药品，作为生活垃圾丢弃或者通过盥洗室排放也是其进入水体的重要途径［４］。虽然环境中生物或者非生物过程可以降解其中的一部分，但由于药品的排放过程是持续的，所以这类污染物也被认为是持久性的（即所谓假持久性“ｐｓｅｕｄｏ－ｐｅｒｓｉｓｔｅｎｃｅ”）。同时，由于药品本身所具有的生物活性，因此，其对环境的风险不容忽视［５－６］。在过去的２０多年间，雌激素类药品的环境问题最为人们所重视，但其他种类的药品，比如β－肾上腺受体阻滞剂，其可能的生态风险同样值得我们关注。
１ β－肾上腺受体阻滞剂简介
肾上腺受体（ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅｃｅｐｔｏｒ）是与肾上腺素或去甲肾上腺素结合的一类Ｇ蛋白偶联受体，遍布中枢及外周神经系统。考虑到受体的药理性质及其对肾上腺素和去甲肾上腺素的相对亲和力，肾上腺受体在哺乳动物中分为９种不同的亚型，并分别担负着特定的功能［７］。而β－肾上腺受体阻滞剂（β－ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅｃｅｐｔｏｒ ｂｌｏｃｋｅｒ，以下简称为β受体阻滞剂）的靶位点为β１和／或β２肾上腺受体，药理作用是和相应的受体结合但不引起其活化，拮抗儿茶酚胺的活性，从而可以降低肾上腺素兴奋心脏的作用［８］。临床上主要用于治疗心律失常、心绞痛、高血压、心肌梗死等心血管疾病，也用于治疗甲状腺功能亢进、肥厚型心肌病、嗜铬细胞瘤、偏头痛和青光眼等，应用较广泛［７，９］。而以高血压、冠心病和脑卒中为代表的心脑血管疾病遍布各个年龄段，严重危害人类健康，在世界多数国家都位居各种死因首位［１０］。在我国，心脑血管疾病的发病率也在逐年上升，据“中国卫生统计年鉴”所示，近年来在我国人口死亡率构成中，心脏病和脑血管疾病两者合计占３０％以上。自２０世纪６０年代首个β－受体阻滞剂普萘洛尔（ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ）被发明以来，目前各国上市的此类药物约有３０余种，因其具有效果好、副作用小等特点而用量巨大。其中普萘洛尔（ｐｒｏｐｒａｎｏｌ－ｏｌ）、纳多洛尔（ｎａｄｏｌｏｌ）和索他洛尔（ｓｏｔａｌｏｌ）等是无受体选择性的（即对β１和β２肾上腺受体均有阻滞作用），而阿替洛尔（ａｔｅｎｏｌｏｌ）、美托洛尔（ｍｅｔｏｐｒｏｌ－ｏｌ）和比索洛尔（ｂｉｓｏｐｒｏｌｏｌ）则为选择性β１肾上腺素受体阻滞剂［１１－１２］。从世界范围来看，阿替洛尔、美托洛尔、纳多洛尔和普萘洛尔等的用量最大。在我国，阿替洛尔、美托洛尔和比索洛尔是目前临床上应用最多的３种β受体阻滞剂［１３］。有报道指出，在我国高血压患者使用的降压药物中，β受体阻滞剂占使用量的１３％，而心内科使用率可达近３５％［１４］，但我国医师β受体阻滞剂的临床使用率偏低，剂量偏小，和国外同行相比差距明显［１５］。可以预见，今后相关药品的使用量可能会进一步增长。在德国，β受体阻滞剂的用量每年至少在１００～２５０ｔ［１６］。在法国，多种β－受体阻滞剂的销售量均位列药品销售量前５０，使用量每年大于９５ｔ［１２］。而在美国，高血压患者超过５ ０００万，心绞痛患者则超过４００万，导致阿替洛尔、美托洛尔、纳多洛尔和普萘洛尔等数种β受体阻滞剂均为消费量前２００的处方药［１１，１７］。
２ β－受体阻滞剂在水环境中的归趋
２．１ β－受体阻滞剂的代谢及其在水环境中的迁移转化 不同的β－受体阻滞剂在人体中的代谢过程有很大的差别。根据其是否主要在肝中代谢，可以将β－受体阻滞剂分为２类。在肝脏中代谢的β－受体阻滞剂主要有普萘洛尔和美托洛尔，其在人体血浆中的半衰期相对较短（大约４ｈ），代谢产物由尿液排出。而阿替洛尔和纳多洛尔等β－受体阻滞剂并不会在肝脏中有明显的代谢过程，半衰期较长（＞８ｈ），并以原型由肾脏排出体外［７］。研究表明，普萘洛尔仅有不到１０％是以原型排出体外，而阿替洛尔则可达９０％［８］。
当含有β－受体阻滞剂的污水进入处理厂之后，其去除效率也有很大的差别。有研究表明，索他洛尔、普萘洛尔、美托洛尔和阿替洛尔在污水处理厂的去除率分别约为２５％、３７％、４４％和５０％［９］。而不同处理厂的去除效率也有较大差别，从＜１０％到＞９０％均有报道［９］。基于其物化特性，研究者普遍认为活性污泥对此类化合物的吸附能力有限，而生物降解在污水处理中起主要作用［１８］。
在进入地表水后，光转化可能是最重要的环境转化机制［１８－１９］。研究认为，在普萘洛尔、阿替洛尔和美托洛尔中，普萘洛尔可能是唯一可以吸收自然光从而进行直接光解的化合物［１９］。同时，腐殖酸等光敏剂可使普萘洛尔和索他洛尔等产生间接光解［１８］。另外，对β－受体阻滞剂在地表水－沉积物
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生态毒理学报第８卷
间的迁移转化过程进行研究也表明，其在地表水中浓度降低主要是通过生物转化，而在河水中，β－受体阻滞剂被沉积物吸附的部分和溶解态相比基本可以忽略［２０］。
２．２ β－受体阻滞剂在水体中的浓度
如前所述，β－受体阻滞剂在世界范围内应用广泛且用量巨大，因此，在环境中检测到这类化合物也并非出乎意料。在美国对密西西比、德克萨斯和纽约等地区的城市污水处理厂出水进行检测后发现，所有水样中均有普萘洛尔检出，浓度高达１．９μｇ·Ｌ－１，美托洛尔和纳多洛尔检出率≥７１％，浓度分别为１．２和０．３６μｇ·Ｌ－１。同时还发现，此３类药物的浓度在每个采样期均相当稳定［１１］。Ｂｅｎｄｚ等［２１］在瑞典的研究也证实了普萘洛尔和美托洛尔在水环境中的稳定性。在英国，研究者在综合考虑了各类药品的环境风险后，筛选了其中１２类药品并测定其在地表水中的浓度。研究发现，作为β－受体阻滞剂的代表药物普萘洛尔无论在污水处理厂出水或相应的受纳水体中，其检出率均为最高，分别为１００％和８７％，平均浓度分别为７６和２９ｎｇ·Ｌ－１［２２］。在芬兰，污水处理厂进出水中阿替洛尔、美托洛尔和索他洛尔的浓度均在几百至１ ０００多ｎｇ·Ｌ－１，而在受纳水体中则一般要低一个数量级［２３］。而对西班牙一所医院污水进行的研究则表明，其中阿替洛尔、普萘洛尔的浓度分别高达１２２和６．５μｇ·Ｌ－１［２４］。除了各类地表水以外，一项德国的研究发现在地下水中也存在此类污染物，索他洛尔浓度高达５６０ｎｇ·Ｌ－１［２５］。而美国的检测则发现甚至在饮用水中也存在阿替洛尔，虽然其浓度仅有０．４７ｎｇ·Ｌ－１［２６］。我国台湾地区的污水处理厂进出水中也检测到阿替洛尔和美托洛尔，其中浓度均可高达μｇ·Ｌ－１［２７］。更为详细的调查结果可参见相关综述［７，２８］。而对于我国大陆地区，相关的研究较为有限。Ｓｈａｏ等［２９］研究了北京４个屠宰场废水中的药品类污染物，发现在废水处理厂进出水中美托洛尔的检出率均为６２％，且进水中浓度最高为３２ｎｇ·Ｌ－１，出水中最高为４ｎｇ·Ｌ－１，而处理厂排放口所在河流的上下游也均可检测到约３０ｎｇ·Ｌ－１的美托洛尔。柳晋杰［３０］对北京市２０家医院的水样进行分析，发现医疗废水中可检出９种β－受体阻滞剂，其中阿替洛尔和比索洛尔的检出频率最高，均为６５％，浓度最高的是美托洛尔，约为３４０．０ｎｇ·Ｌ－１。而对于高碑店污水处理厂的进出水进行检测则发现，城市污水中也可检出９种β－受体阻滞剂，且有８种在进水中的检出率为１００％，其中美托洛尔浓度最高，为１ １０１．５～２６６９．７ｎｇ·Ｌ－１。虽然出水中各药物浓度均有不同程度的降低，但美托洛尔浓度依旧高达８０８．３～１ ２８７．４ｎｇ·Ｌ－１。和我国的使用总量估计值相一致，阿替洛尔、比索洛尔、美托洛尔以及普萘洛尔在２种水系中均具有很高的检出率。同时，也发现城市污水中β－受体阻滞剂的浓度远高于医疗废水，表明医疗废水并不是市政废水中此类药物的唯一来源。以上研究均表明，β－受体阻滞剂在我国环境水体中是广泛存在的，其潜在的危害不容忽视。
３ β－受体阻滞剂的水生态毒性
考虑到水体中β－受体阻滞剂的高检出率和浓度水平，必须重视其对包括鱼类在内的水生生物种群的潜在危害。欧洲药品评价机构（ＥｕｒｏｐｅａｎＭｅｄｉｃｉｎｅｓ Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎ Ａｇｅｎｃｙ，ＥＭＥＡ）在环境风险评价指南中建议，对于人类药品，当其预测或者实测的水环境浓度≥０．０１μｇ·Ｌ－１，或者具有特定的作用模式时（比如可以和受体直接或间接作用），均需要进行水生态毒性评价［３１］。显然，β－受体阻滞剂在这２点上均是符合的。而Ｓａｎｄｅｒｓｏｎ等［３２］通过ＱＳＡＲ（定量结构活性相关）模型和ＥＰＩＷＩＮ（Ｅｓｔｉ－ｍａｔｉｏｎｓ Ｐｒｏｇｒａｍｓ Ｉｎｔｅｒｆａｃｅ ｆｏｒ Ｗｉｎｄｏｗｓ）程序进行预测后也发现心血管药物（包括β－受体阻滞剂）是对水生生物（包括藻类、枝角类和鱼类）危害最大的药品之一。更有研究者指出，基于欧洲目前的风险评价方法，β－受体阻滞剂普萘洛尔的危害性事实上是被低估了［６］。因此，有关此类药品的水生态毒性研究在近年来广受重视，并取得了较大的进展。 化合物的毒性效应和化学结构密切相关。对于β－受体阻滞剂，其在多个毒理学终点上表现出的毒性差异似乎主要与亲脂性有关。总结已有报道，几种典型的β－受体阻滞剂的ｌｏｇ Ｋｏｗ（辛醇水分配系数）为：普萘洛尔约为２．４３到３．６５，美托洛尔约为１．３５到２．１５，纳多洛尔约为０．２１到１．１７，阿替洛尔约为－０．１５到０．７８［３３］。可以看出普萘洛尔的亲脂性在β－受体阻滞剂中最强，而毒性效应也相对最大。由于亲脂性较强，普萘洛尔比其他β－受体阻滞剂表现出更强的生物富集作用［９］。这一特性也使普萘洛尔能通过血脑屏障，从而对生物的中枢神经系统产生影响［３４］。需要注意的是，作为药物的β－受体阻滞剂基本都经过成盐修饰以改变其物化性质，比如美托洛尔为酒石酸盐，普萘洛尔为盐酸盐，
第４期彭祖华等：β－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展４９７
其水溶性大为提高，所以多数毒性实验中也采用成盐后的β－受体阻滞剂，但化学分析一般检测成盐前的活性分子［７］，因此，研究中有必要指明所用化合物的ＣＡＳ号，以利于结果的相互比较。
３．１ β－受体阻滞剂对鱼类的毒性效应
人类的药品一般经过特殊设计而具有特定的作用模式。虽然β－受体阻滞剂针对人类的β１和／或
β２肾上腺受体，但类似的受体也存在于其他的哺乳类、鱼类等脊椎动物中。鱼类是水环境中最为重要的脊椎动物，肾上腺受体在鱼类组织中分布广泛，在包括心脏、鳃、大动脉、肝、淋巴器官、脑、肌肉以及其他多个组织中均有发现，并具有复杂的生理功能［７］。而斑马鱼（Ｄａｎｉｏ ｒｅｒｉｏ）和河豚鱼（Ｔａｋｉｆｕｇｕ ｒｕ－ｂｒｉｐｅｓ和Ｔｅｔｒａｏｄｏｎ ｎｉｇｒｏｖｉｒｉｄｉｓ）基因组测序的完成则揭示了鱼类的β－肾上腺受体和人类之间具有高度的相似性［７］。然而，有关鱼类肾上腺受体与相应配体特异性数据还很有限，难以比较其与哺乳类的异同。在鱼类和人类的β－肾上腺受体之间，一些生理学终点差异显著，即便β－肾上腺受体的信号传导机理类似，其最终的生理结果也大不相同［７］。比如，有研究表明，哺乳动物脂肪组织中的β１、β２和β３肾上腺受体均发现可促进脂肪分解，而鲤鱼的β１可抑制但β２可促进脂解作用［３５］。因此，β－受体阻滞剂（及其代谢物）对鱼类的影响可能与在人类体内所体现出来的药理效应有较大差别，而这也成为水生态毒理学家和鱼类生物学家共同关注的研究领域。
对于环境污染物而言，人们首先关注其对生物的急性毒性。现有的研究表明，β－受体阻滞剂会引起鱼类成鱼和胚胎的死亡，但毒性相对较低（见表１）。
表１ β－受体阻滞剂对水生生物的急性毒性
Ｔａｂｌｅ １ Ａｑｕａｔｉｃ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆβ－ｂｌｏｃｋｓ ｔｏ ａｑｕａｔｉｃ ｏｒｇａｎｉｓｍｓ
受试药物受试生物毒性测试终点毒性数据／（ｍｇ·Ｌ－１）参考文献
藻类以及其他水生植物
普萘洛尔（ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ）美托洛尔（ｍｅｔｏｐｒｏｌｏｌ）阿替洛尔（ａｔｅｎｏｌｏｌ）月牙藻（Ｐｓｅｕｄｏｋｉｒｃｈｎｅｒｉｅｌｌａ ｓｕｂｃａｐｉｔａｔａ）９６ｈ生长ＥＣ５０：７．４ＮＯＥＣ：５．０［６］梅尼小环藻（Ｃｙｃｌｏｔｅｌｌａ ｍｅｎｅｇｈｉｎｉａｎａ）９６ｈ生长ＥＣ５０：０．２４４ＮＯＥＣ：０．０９４［６］聚球藻（Ｓｙｎｅｃｈｏｃｏｃｃｕｓ ｌｅｏｐｏｌｅｎｓｉｓ）９６ｈ生长ＥＣ５０：０．６６８ＮＯＥＣ：０．３５［６］绿藻（Ｄｅｓｍｏｄｅｓｍｕｓ ｓｕｂｓｐｉｃａｔｕｓ）７２ｈ生长ＥＣ５０：０．７［１６］浮萍（Ｌｅｍｎａ ｍｉｎｏｒ）１６８ｈ生长ＥＣ５０：１１３［１６］绿藻（Ｄｅｓｍｏｄｅｓｍｕｓ ｓｕｂｓｐｉｃａｔｕｓ）７２ｈ生长ＥＣ５０：７．９［１６］浮萍（Ｌｅｍｎａ ｍｉｎｏｒ）１６８ｈ生长ＮＯＥＣ＞３２０［１６］绿藻（Ｄｅｓｍｏｄｅｓｍｕｓ ｓｕｂｓｐｉｃａｔｕｓ）７２ｈ生长ＥＣ５０：６２０［１６］浮萍（Ｌｅｍｎａ ｍｉｎｏｒ）１６８ｈ生长ＮＯＥＣ＞３２０［１６］月牙藻（Ｐｓｅｕｄｏｋｉｒｃｈｎｅｒｉｅｌｌａ ｓｕｂｃａｐｉｔａｔａ）７２ｈ生长ＮＯＥＣ：１２８．８ＬＯＥＣ：２５７．５［３７］
无脊椎动物
普萘洛尔（ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ）美托洛尔（ｍｅｔｏｐｒｏｌｏｌ）纳多洛尔（ｎａｄｏｌｏｌ）阿替洛尔（ａｔｅｎｏｌｏｌ）
端足虫（Ｈｙａｌｅｌｌａ ａｚｔｅｃａ）４ｈ急性毒性ＬＣ５０：２９．８［１７］
４８ｈ急性毒性ＬＣ５０：０．８［１７］网纹溞（Ｃｅｒｉｏｄａｐｈｎｉａ ｄｕｂｉａ）４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：１．５１０［６］
４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：１．４［１２］大型溞（Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０：１．６［１７］
４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：２．７５［６］
４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：７．７［１６］端足虫（Ｈｙａｌｅｌｌａ ａｚｔｅｃａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０＞１００［１７］网纹溞（Ｃｅｒｉｏｄａｐｈｎｉａ ｄｕｂｉａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０：６３．９［１７］
４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：４５．３［１２］端足虫（Ｈｙａｌｅｌｌａ ａｚｔｅｃａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０＞１００［１７］网纹溞（Ｃｅｒｉｏｄａｐｈｎｉａ ｄｕｂｉａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０＞１００［１７］
４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：１６３．４［１２］大型溞（Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０＞１００［１７］网纹溞（Ｃｅｒｉｏｄａｐｈｎｉａ ｄｕｂｉａ）４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：３３．４［１２］大型溞（Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ）４８ｈ急性毒性ＥＣ５０：３１３［１６］
鱼类
普萘洛尔（ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ）
美括洛尔（ｍｅｔｏｐｒｏｌｏｌ）纳多洛尔（ｎａｄｏｌｏｌ）青鳉（Ｏｒｙｚｉａｓ ｌａｔｉｐｅ）４８ｈ急性毒性ＬＣ５０：２４．３［１７］斑马鱼（Ｄａｎｉｏ ｒｅｒｉｏ）１０ｄ胚胎死亡率ＮＯＥＣ：２［６］
８０ｈ胚胎死亡率ＮＯＥＣ：１６［３６］青鳉（Ｏｒｙｚｉａｓ ｌａｔｉｐｅ）４８ｈ急性毒性ＮＯＥＣ＞１００［１７］青鳉（Ｏｒｙｚｉａｓ ｌａｔｉｐｅ）４８ｈ急性毒性ＮＯＥＣ＞１００［１７］
注：ＥＣ５０为半数效应浓度；ＮＯＥＣ为未可见效应浓度；ＬＯＥＣ为最低可见效应浓度；ＬＣ５０为半数致死浓度。
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生态毒理学报第８卷
同时，β－受体阻滞剂暴露也会导致鱼类胚胎孵化率降低，并造成鱼类胚胎的发育异常。比如普萘洛尔暴露可引起斑马鱼胚胎的心包水肿、体色变浅、尾部弯曲以及血液循环异常，显著降低其自主活动以及孵化率，并最终导致胚胎死亡［３６］。
较之急性毒性和胚胎发育毒性，β－受体阻滞剂对鱼类的慢性毒性研究则更具有环境意义。Ｈｕｇ－ｇｅｔｔ等［１７］研究了普萘洛尔对青鳉（Ｏｒｙｚｉａｓ ｌａｔｉｐｅ）成鱼的慢性毒性。研究发现，０．５ｍｇ·Ｌ－１的普萘洛尔对青鳉的生长有一定的抑制。在暴露１４ｄ后，雌鱼血浆中雌激素水平升高但雄鱼体内雄激素水平降低，而产卵量和孵化率则没有变化。当暴露延长至２８ｄ后发现，在０．５μｇ·Ｌ－１的暴露浓度下青鳉的产卵量和孵化率均有显著下降，而高浓度则未见类似的效应。这一结果表明，环境浓度的β－受体阻滞剂可能会对鱼类繁殖，继而对鱼类种群产生不良影响。类似的，Ｔｒｉｅｂｓｋｏｒｎ等［３８］通过超显微观察也发现美托洛尔暴露２８ｄ后对虹鳟和鲤鱼的肝、肾和鳃的结构均有一定影响，且其ＬＯＥＣ低至１μｇ·Ｌ－１，表明美托洛尔在环境浓度下对鱼类有毒性效应。然而，之后许多研究者的工作未能证实上述结果。比如，Ｇｉｌｔｒｏｗ等［３４］研究了普萘洛尔对黑头软口鲦的２１ｄ繁殖毒性。研究发现最为敏感的毒理学指标是鱼卵孵化率和雌鱼ＧＳＩ（性腺指数），ＬＯＥＣ均为０．１ｍｇ·Ｌ－１。而对繁殖和雄鱼体质量的ＬＯＥＣ则分别为１．０ｍｇ·Ｌ－１。因此，作者认为普萘洛尔对黑头软口鲦不具有明显的繁殖毒性。Ｏｗｅｎ等［３９］则研究了普萘洛尔对虹鳟（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓ ｍｙｋｉｓｓ）的毒性效应。研究表明，高浓度（１０ｍｇ·Ｌ－１）的普萘洛尔暴露１０ｄ能抑制虹鳟的生长率，但暴露延长至４０ｄ后，其生长率恢复。而在较低的暴露浓度下，虹鳟鱼生长指数（ｃｏｎｄｉｔｉｏｎ ｆａｃｔｏｒ）降低，并呈现浓度依赖性。同时，肝和心脏大小均有轻微改变。作者认为普萘洛尔在环境浓度时对鱼类可能没有影响。而对于阿替洛尔，Ｗｉｎｔｅｒ等［４０］研究了其对黑头软口鲦早期生命阶段毒性和成鱼２１ｄ暴露的繁殖毒性。研究发现，暴露胚胎直到孵化后２８ｄ，阿替洛尔对生长的ＮＯＥＣ和ＬＯＥＣ分别为３．２和１０ｍｇ·Ｌ－１。对成鱼的繁殖毒性，阿替洛尔的ＮＯＥＣ为１０ｍｇ·Ｌ－１，而雄鱼的生长指数则较为敏感，其ＮＯＥＣ和ＬＯＥＣ分别为１．０和３．２ｍｇ·Ｌ－１。基于此研究，作者认为环境浓度的阿替洛尔不会对黑头软口鲦产生显著的慢性毒性。但是，正如Ｏｗｅｎ等［３９］所指出的那样，生长、繁殖等均是非特异性毒理学终点，对于β－受体阻滞剂是否能在环境浓度下具有特异性毒性效应，还需要进一步的研究来证实。同时，以上几个研究也检测了长期暴露，鱼体血浆中β－受体阻滞剂浓度和暴露液浓度的关系。在黑头软口鲦中，血浆的普萘洛尔浓度高于暴露液，表明此化合物具有生物富集的潜力［３４］。在虹鳟鱼血浆中药物浓度和暴露液中呈线性关系，即血浆中浓度约为暴露液中的０．５９，而在可引起毒性效应的浓度组中，其血浆中的药物浓度和治疗时人体内药物浓度相当［３９］。相对而言，阿替洛尔暴露后在血浆中浓度相对较低，仅为暴露液的１．８％～１２．２％［４０］。显然，２种化合物亲脂性不同是造成其分配比具有较大差别的原因。
基于β－受体阻滞剂的药理作用，人们推断其对鱼类也可产生类似的生理效应，比如引起心率降低。在斑马鱼胚胎中，普萘洛尔可以引起胚胎心率降低［３６］。而我们的研究也证实，普萘洛尔和美托洛尔均可以引起斑马鱼和青鳉胚胎的心率降低。而对于成鱼，Ｌａｒｓｓｏｎ等［４１］发现虽然２ｍｇ·ｋｇ－１的普萘洛尔静脉注射可以显著降低虹鳟的心率，但７０μｇ·Ｌ－１的普萘洛尔经水暴露则未见影响。作者推测鱼类的心率由肾上腺系统及胆碱能神经支配双重控制，而后者在普萘洛尔暴露后的补偿作用使心率保持不变。因而，心脏虽然是此类药物的靶位点，但心率降低可能未必能作为此类污染物快速筛选中的一个敏感指标。
另外，研究人员也发现β－受体阻滞剂具有其他毒性效应。Ｂａｒｔｒａｍ等［４２］研究了普萘洛尔对虹鳟鱼肝和鳃中ＥＲＯＤ（７－乙氧基异吩恶唑脱乙基酶）的活性影响。研究发现，无论是活体或者离体暴露，普萘洛尔均能诱导ＥＲＯＤ酶的升高。同时也发现鳃中的诱导更为明显，这可能表明鳃在普萘洛尔代谢中的首要作用，而普萘洛尔的诱导效力可以和一些环境常见的ＥＲＯＤ诱导剂（如β－ｎａｐｔｈｏｆｌａｖｏｎｅ，铜和２，３，７，８－ｔｅｔｒａｃｈｌｏｄｉｂｅｎｚｏ－ｐ－ｄｉｏｘｉｎ）等相当。另有研究表明，β－受体阻滞剂可以诱导稀有鮈鲫［４３］和斑马鱼［４４］心脏中产生ＶＴＧ（卵黄蛋白原），这是首次发现ＶＴＧ可通过非雌激素途径刺激表达。３．２ β－受体阻滞剂对其他水生生物的毒性效应
除了鱼类以外，β－受体阻滞剂对于水生生态系统中其他生物也有毒性效应。藻类和其他水生植物是水生生态系统的重要组成部分。表１中给出了已有文献中的部分急性毒性数据。从中可见普萘洛尔
第４期彭祖华等：β－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展４９９
的毒性最大，但也一般至少要几百μｇ·Ｌ－１才会对藻类等生物产生毒性效应。同时，研究还发现普萘洛尔、美托洛尔和阿替洛尔均可以显著抑制绿藻（Ｄｅｓｍｏｄｅｓｍｕｓ ｓｕｂｓｐｉｃａｔｕｓ）的光合作用，其毒性１０倍于其基线毒性［８］。而对河流生物膜毒性研究也发现，普萘洛尔能导致膜中的多个物种光合作用下降；美托洛尔主要对其中的细菌有毒性，且ＮＯＥＣ在ｎｇ·Ｌ－１，从而表明其在环境浓度即可影响河流生态系统；阿替洛尔的毒性较低，且作用不特异［４５］。而以上的研究均表明，β－受体阻滞剂的疏水性和毒性密切相关，疏水性越大，毒性越强。
β－受体阻滞剂对于无脊椎动物中端足类和枝角类的毒性研究结果较为完备，可以相互参照。表１中给出了部分急性毒性的研究结果。除了急性毒性之外，研究发现普萘洛尔对端足虫（Ｈｙａｌｅｌｌａ ａｚ－ｔｅｃａ）２７ｄ繁殖毒性的ＮＯＥＣ和ＬＯＥＣ分别为０．００１和０．１ｍｇ·Ｌ－１，而对其生长无影响，对网纹溞（Ｃｅｒｉｏｄａｐｈｎｉａ ｄｕｂｉａ）７ｄ繁殖毒性的ＮＯＥＣ和ＬＯＥＣ分别为０．１２５和０．２５ｍｇ·Ｌ－１［１７］，而Ｆｅｒｒａｒｉ等［６］研究结果中网纹溞７ｄ繁殖的ＮＯＥＣ为９μｇ·Ｌ－１；对大型溞（Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ）９ｄ多代实验的生长、繁殖的ＬＯＥＣ分别为０．４４和０．１１ｍｇ·Ｌ－１［４５］。如前所言，β－受体阻滞剂可以引起鱼类的心率改变，同样，有研究表明β－受体阻滞剂也可以导致溞类心率减缓［４６］。Ｄｚｉａｌｏｗｓｋｉ等［４６］发现普萘洛尔和美托洛尔暴露９ｄ后对大型溞心率的ＬＯＥＣ分别为０．０５５和３．１ｍｇ·Ｌ－１，而心率相较于繁殖、生长或死亡等毒理学指标，其敏感度更高。然而有研究也发现，大型溞暴露于美托洛尔后，不同浓度对其心率有不同的影响，具体表现为低浓度（６．８４８μｇ·Ｌ－１）大型溞心率升高，而高浓度（６８．４８ｍｇ·Ｌ－１）下降低［４７］。由于一般认为枝角类动物不具有β－肾上腺受体，所以溞类心率降低并不是β－受体阻滞剂对受体的拮抗作用所导致［４８］。
在无脊椎动物中，双壳类动物在水生态系统中具有重要的作用。作为滤食性动物，双壳类对维持水生生态系统的健康运行至关重要，而其对水中浮游生物和悬浮污染物的摄取和代谢也使其被用于许多污染地区的环境恢复［３３］。特别需要指出的是，双壳类动物具有ＯＡＲ（章鱼胺受体），其和脊椎动物的肾上腺受体类似，而ＯＡ（章鱼胺）作为无脊椎动物体内一个非常重要的神经活性物质，几乎可以影响所有的生理过程，所以人们推测β－受体阻滞剂可
能对双壳类动物具有特异性的毒效应［３３］。Ｓｏｌｅ等［４９］的研究表明普萘洛尔能够抑制紫贻贝（Ｍｙｔｉ－ｌｕｓ ｇａｌｌｏｐｒｏｖｉｎｃｉａｌｉｓ）的食物摄入，其１０ｄ的ＬＯ－ＥＣ和ＮＯＥＣ分别为１１和１４７μｇ·Ｌ－１。同时，普萘洛尔也能诱导肝中ＣｂＥ（羧酸酯酶）的活性，而鳃中则ＡｃｈＥ（乙酰胆碱酯酶）被抑制且ＬＰＯ（脂质过氧化）水平提高。Ｃｏｎｔａｒｄｏ－Ｊａｒａ等［５０］研究了美托洛尔对斑马纹贻贝（Ｄｒｅｉｓｓｅｎａ ｐｏｌｙｍｏｒｐｈａ）的毒性。通过检测鳃和消化腺中抗氧化、解毒、信号转导等相关基因的转录变化，发现环境浓度的美托洛尔即可对贻贝的生理产生影响，且美托洛尔在贻贝体内可以生物富集（约２０倍）。而对于咸水中的贝类，Ｅｒｉｃｓｏｎ等［５１］发现普萘洛尔可以抑制波罗的海蓝贝（Ｍｙｔｉｌｕｓ ｅｄｕｌｉｓ ｔｒｏｓｓｕｌｕｓ）的生长，降低足丝的数目和力量，从而影响其在海底基质上的固定，并可以导致其死亡率升高。同时，也发现贝体可以有效富集普萘洛尔。另外，普萘洛尔也能够影响地中海贻贝（Ｍｙｔｉｌｕｓ ｇａｌｌｏｐｒｏｖｉｎｃｉａｌｉｓ）的ｃＡＭＰ（环腺苷酸）依赖信号途径，并诱导贻贝中的胁迫响应［５２］。值得注意的是，远低于环境浓度的普萘洛尔（０．３ｎｇ·Ｌ－１），也可以通过作用于贻贝中与哺乳动物中类似的特异性分子靶标从而影响其生理过程。作者推断可能是海水中ｐＨ值比淡水中的高，从而使普萘洛尔的Ｋｏｗ值升高，使其在极低的浓度下即可显示生理效应。
４ 结语与展望
作为一种水体环境中广泛存在的药品，β－受体阻滞剂的水生生态风险在近年来受到人们的广泛关注。而同时，全球β－受体阻滞剂的市场需求每年都在增长，在过去的１０年间，其处方量增长了约１倍［２８］。然而，目前有关各类β－受体阻滞剂的生态风险还未有定论。比如，对于目前普遍认为β－受体阻滞剂中毒性最大的普萘洛尔，其在环境浓度下对鱼是否有繁殖毒性还存在不同的报道［１４，３４，３９］。而对于与其药理作用更为相关的特异性毒性效应，则在鱼类中缺少相关的研究数据。对于双壳类，发现低于环境浓度的普萘洛尔能通过作用于其体内的特异性分子靶标从而影响其生理过程［５２］。Ｋｕｓｔｅｒ等［３７］对阿替洛尔的生态风险评价可能是目前相对全面的。由于阿替洛尔毒性小、生物富集的可能性小，因此作者认为阿替洛尔没有生态风险。然而，阿替洛尔是各种β－受体阻滞剂中Ｋｏｗ值较低的，不具代表性，难以推断出其他β－受体阻滞剂的生态风险。因此，对于β－受体阻滞剂的生态风险，依旧需
５００
生态毒理学报第８卷
要进一步探索。
对于β－受体阻滞剂的水生生物毒性以及生态风险评价，以下几个方面可能需要在今后的研究中加以重视。
（１）有关物种间毒性效应的合理外推。基于生物进化中的保守性，可藉由β－受体阻滞剂对于哺乳动物的药理作用推断其对鱼类以及其他生物的毒性效应，使研究更具目的性，并结合生态毒理组学相关的研究手段深入探讨其毒作用机制。如前所述，考虑到β－受体阻滞剂的药理作用，对于鱼类等水生生物特异性靶标位点的影响以及由此可能导致的生理过程（包括对胁迫的响应）干扰，应该作为主要的毒理学终点加以评价［３３］。而多个研究也表明，即便环境浓度下普萘洛尔对鱼类的影响并不明显，但当其血浆中药物浓度和人体治疗所用浓度相当时，便会对鱼类产生显著的毒性效应［３９，４２］。
（２）环境中β－受体阻滞剂的联合作用。考虑到环境中的污染物一般呈现低剂量联合暴露的特点，而由于不同的β－受体阻滞剂有相似的作用模式，可能导致“浓度加和”（ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ａｄｄｉｔｉｏｎ）效应［９］，也就是说，即便单一β－受体阻滞剂的浓度均在安全标准以下，当其共存时，仍然会对生态产生潜在的风险。然而，目前对于β－受体阻滞剂的联合毒性还仅限于急性毒性等非特异性毒性终点，所采用的实验物种仅包括水溞、藻类等［８，１２］较为低等的水生生物。
（３）β－受体阻滞剂代谢产物的生物活性。而这一方面在风险评价中还缺少应有的重视。比如，研究表明普萘洛尔主要代谢产物的生物活性和原型类似［５３］，然而目前的研究大多没有考虑到其代谢产物的毒性效应［８］。对于我国的相关研究而言，有必要重视β－受体阻滞剂的检测，从而得到此类污染物在我国环境水体中的污染现状数据。
值得注意的是，研究发现多种β－受体阻滞剂均为手性分子，比如阿替洛尔、普萘洛尔以及美托洛尔等［５４］，而在临床上应用则基本以外消旋的形式。手性分子在一个不对称的生物环境中，其对映体的巨大差异就显现出来。比如，对于β－受体阻滞剂而言，普萘洛尔的Ｓ构型比Ｒ构型药效强１００倍［４８］，而阿替洛尔只有Ｓ构型具有降血压和心动过缓的药效［５５］。同时，由于对映体环境行为的不同，环境中的手性污染物并不会以外消旋的形式存在，而将产生某种对映体过剩（ｅｎａｎｔｉｏｍｅｒ ｅｘｃｅｓｓ）［５６］。例如，普萘洛尔以外消旋体的形式被人体摄入并代谢后，尿液中Ｓ构型和Ｒ构型间的浓度比将变为１．３～１．４［５７］。此时若沿用２种对映体总量为指标并以外消旋体评价环境安全与生态毒理效应，就可能错估其环境风险。由此可见，为了准确地评价这类手性污染物对水体环境的生态风险，必须在对映体水平上对其作用模式及毒性效应加以研究。然而，目前相关研究极为有限，仅见于Ｓｔａｎｌｅｙ等［４８］对普萘洛尔不同对映体对大型溞和黑头软口鲦的急慢性毒性实验。研究表明，对于黑头软口鲦而言，Ｓ构型比Ｒ构型的毒性更大，而对于大型溞则没有类似结果。
总而言之，虽然近几年来有关β－受体阻滞剂对于水生生物毒性效应的研究日益增多，但基于目前的数据，还难以对此类化合物的生态风险做出明确的结论。对于β－受体阻滞剂，或许难以找到一个类似于卵黄蛋白原这样的特异性生物标志物，所以，环境中此类化合物的筛选和甄别也是今后的研究重点。而考虑到β－受体阻滞剂的药理作用，对其毒性效应和作用模式的研究也必将加深我们对鱼类等水生生物基础生理学方面的进一步理解。在２０多年前，以合成雌激素为代表的环境内分泌干扰物的相关研究使人们开始重视环境中药品及个人护理品的生态危害，而准确评价β－受体阻滞剂等药品的生态风险将有助于对此类污染物进行有效的环境管理，从而为保护野生生物、生态系统乃至我们人类做出新的贡献。
通讯作者简介：孙立伟（１９８０—），男，环境科学博士，副教授，硕士生导师，主要研究方向为生态毒理学，已发表论文４０余篇。
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ｐｌａｎｔｓ ａｎｄ ｉｎ ｒｅｃｉｐｉｅｎｔ ｒｉｖｅｒｓ ｕｓｉｎｇ ｓｏｌｉｄ ｐｈａｓｅ ｅｘｔｒａｃ－
ｔｉｏｎ ａｎｄ ｌｉｑｕｉｄ ｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ－ｔａｎｄｅｍ ｍａｓｓ ｓｐｅｃ－
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ａｌ．Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ ｏｆ ｖａｒｉｏｕｓ ｔｈｅｒａ－
ｐｅｕｔｉｃ ｃｌａｓｓｅｓ ｂｙ ｓｏｌｉｄ－ｐｈａｓｅ ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ａｎｄ ｌｉｑｕｉｄ
ｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ－ｔａｎｄｅｍ ｍａｓｓ ｓｐｅｃｔｒｏｍｅｔｒｙ ａｎａｌｙｓｉｓ
ｉｎ ｈｏｓｐｉｔａｌ ｅｆｆｌｕｅｎｔ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｈｒｏ－
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５０２
生态毒理学报第８卷
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ｐｏｌｙｓｉｓ ｉｎ ａｄｉｐｏｃｙｔｅｓ ｏｆ ｔｉｌａｐｉａ（Ｏｒｅｏｃｈｒｏｍｉｓ ｍｏｓｓａｍ－
ｂｉｃｕｓ）［Ｊ］．Ａｍｅｒｉｃａｎ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｙ－Ｅｎｄｏ－
ｃｒｉｎｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｍｅｔａｂｏｌｉｓｍ，２００２，２８２（２）：３１８－３２５［３６］ Ｆｒａｙｓｓｅ Ｂ，Ｍｏｎｓ Ｒ，Ｇａｒｒｉｃ Ｊ．Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ａ ｚｅ－ｂｒａｆｉｓｈ ４－ｄａｙ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ｅｍｂｒｙｏ－ｌａｒｖａｌ ｂｉｏａｓｓａｙ ｔｏ
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ｍｅｎｔａｌ ｒｉｓｋ ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ ｏｆ ｈｕｍａｎ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ ｉｎ
ｔｈｅ Ｅｕｒｏｐｅａｎ Ｕｎｉｏｎ：Ａ ｃａｓｅ ｓｔｕｄｙ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｂｅｔａ－
ｂｌｏｃｋｅｒ ａｔｅｎｏｌｏｌ［Ｊ］．Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ａｓ－
ｓｅｓｓｍｅｎｔ ａｎｄ Ｍａｎａｇｅｍｅｎｔ，２０１０，６（ｓ）：５１４－５２３［３８］ Ｔｒｉｅｂｓｋｏｒｎ Ｒ，Ｃａｓｐｅｒ Ｈ，Ｓｃｈｅｉｌ Ｖ，ｅｔ ａｌ．Ｕｌｔｒａ－
ｓｔｒｕｃｔｕｒａｌ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌｓ（ｃａｒｂａｍａｚｅｐｉｎｅ，
ｃｌｏｆｉｂｒｉｃ ａｃｉｄ，ｍｅｔｏｐｒｏｌｏｌ，ｄｉｃｌｏｆｅｎａｃ）ｉｎ ｒａｉｎｂｏｗ
ｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓ ｍｙｋｉｓｓ）ａｎｄ ｃｏｍｍｏｎ ｃａｒｐ
（Ｃｙｐｒｉｎｕｓ ｃａｒｐｉｏ）［Ｊ］．Ａｎａｌｙｔｉｃａｌ ａｎｄ Ｂｉｏａｎａｌｙｔｉｃａｌ
Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００７，３８７（４）：１４０５－１４１６
［３９］ Ｏｗｅｎ Ｓ Ｆ，Ｈｕｇｇｅｔｔ Ｄ Ｂ，Ｈｕｔｃｈｉｎｓｏｎ Ｔ Ｈ，ｅｔ ａｌ．Ｕｐ－ｔａｋｅ ｏｆ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ，ａ ｃａｒｄｉｏｖａｓｃｕｌａｒ ｐｈａｒｍａｃｅｕｔｉｃａｌ，
ｆｒｏｍ ｗａｔｅｒ ｉｎｔｏ ｆｉｓｈ ｐｌａｓｍａ ａｎｄ ｉｔｓ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ ｇｒｏｗｔｈ ａｎｄ
ｏｒｇａｎ ｂｉｏｍｅｔｒｙ［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００９，９３（４）：
２１７－２２４
［４０］ Ｗｉｎｔｅｒ Ｍ Ｊ，Ｌｉｌｌｉｃｒａｐ Ａ Ｄ，Ｃａｕｎｔｅｒ Ｊ Ｅ，ｅｔ ａｌ．Ｄｅｆｉ－ｎｉｎｇ ｔｈｅ ｃｈｒｏｎｉｃ ｉｍｐａｃｔｓ ｏｆ ａｔｅｎｏｌｏｌ ｏｎ ｅｍｂｒｙｏ－ｌａｒ－
ｖａｌ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ａｎｄ ｒｅｐｒｏｄｕｃｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｆａｔｈｅａｄ ｍｉｎ－
ｎｏｗ（Ｐｉｍｅｐｈａｌｅｓ ｐｒｏｍｅｌａｓ）［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏ－
ｇｙ，２００８，８６（３）：３６１－３６９
［４１］ Ｌａｒｓｓｏｎ Ｄ Ｇ Ｊ，Ｆｒｅｄｒｉｋｓｓｏｎ Ｓ，Ｓａｎｄｂｌｏｍ Ｅ，ｅｔ ａｌ．Ｉｓｈｅａｒｔ ｒａｔｅ ｉｎ ｆｉｓｈ ａ ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ｉｎｄｉｃａｔｏｒ ｔｏ ｅｖａｌｕａｔｅ ａｃｕｔｅ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆβ－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ｉｎ ｓｕｒｆａｃｅ ｗａｔｅｒ？［Ｊ］Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｐｈａｒｍａｃｏｌｏｇｙ，２００６，２２（３）：３３８－３４０［４２］ Ｂａｒｔｒａｍ Ａ Ｅ，Ｗｉｎｔｅｒ Ｍ Ｊ，Ｈｕｇｇｅｔｔ Ｄ Ｂ，ｅｔ ａｌ．Ｉｎ ｖｉｖｏａｎｄ ｉｎ ｖｉｔｒｏｌｉｖｅｒ ａｎｄ ｇｉｌｌ ＥＲＯＤ ａｃｔｉｖｉｔｙ ｉｎ ｒａｉｎｂｏｗ ｔｒｏｕｔ
（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓ ｍｙｋｉｓｓ）ｅｘｐｏｓｅｄ ｔｏ ｔｈｅ ｂｅｔａ－ｂｌｏｃｋｅｒ ｐｒｏ－
ｐｒａｎｏｌｏｌ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ Ｔｏｘｉｃｏｌ．２０１１，２７（１０）：５７３－５８２［４３］ Ｍａ Ｌ Ｗ，Ｌｉ Ｄ Ｌ，Ｗａｎｇ Ｊ Ｗ，ｅｔ ａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃａｇｏｎｉｓｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｅｘｔｒａｈｅｐａｔｉｃ ｅｘｐｒｅｓｓｉｏｎ ｏｆ ｖｉｔｅｌｌｏｇｅｎｉｎ Ａｏ１
ｉｎ ｈｅａｒｔ ａｎｄ ｂｒａｉｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｈｉｎｅｓｅ ｒａｒｅ ｍｉｎｎｏｗ（Ｇｏｂｉｏｃｙｐ－
ｒｉｓ ｒａｒｕｓ）［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００９，９１（１）：１９－２５［４４］ Ｙｉｎ Ｎ Ｄ，Ｊｉｎ Ｘ，Ｈｅ Ｊ Ｙ，ｅｔ ａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃａｇｅｎｔｓ ｏｎ ｔｈｅ ｅｘｐｒｅｓｓｉｏｎ ｏｆ ｚｅｂｒａｆｉｓｈ（Ｄａｎｉｏ ｒｅｒｉｏ）
ｖｉｔｅｌｌｏｇｅｎｉｎ Ａｏ１［Ｊ］．Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｐｈａｒ－
ｍａｃｏｌｏｇｙ，２００９，２３８（１）：２０－２６
［４５］ Ｂｏｎｎｉｎｅａｕ Ｃ，Ｇｕａｓｃｈ Ｈ，Ｐｒｏｉａ Ｌ，ｅｔ ａｌ．Ｆｌｕｖｉａｌ ｂｉｏ－ｆｉｌｍｓ：Ａ ｐｅｒｔｉｎｅｎｔ ｔｏｏｌ ｔｏ ａｓｓｅｓｓ ｂｅｔａ－ｂｌｏｃｋｅｒｓ ｔｏｘｉｃ－
ｉｔｙ［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２０１０，９６（３）：２２５－２３３［４６］ Ｄｚｉａｌｏｗｓｋｉ Ｅ，Ｔｕｒｎｅｒ Ｐ，Ｂｒｏｏｋｓ Ｂ．Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌ ａｎｄｒｅｐｒｏｄｕｃｔｉｖｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｂｅｔａ ａｄｒｅｎｅｒｇｉｃ ｒｅｃｅｐｔｏｒ ａｎｔａｇ－
ｏｎｉｓｔｓ ｉｎ Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ［Ｊ］．Ａｒｃｈｉｖｅｓ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎ－
ｍｅｎｔａｌ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００６，５０（４）：
５０３－５１０
［４７］ Ｖｉｌｌｅｇａｓ－Ｎａｖａｒｒｏ Ａ，Ｒｏｓａｓ－Ｌ Ｅ，Ｒｅｙｅｓ Ｊ Ｌ．Ｔｈｅｈｅａｒｔ ｏｆ Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ：Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｆｏｕｒ ｃａｒｄｉｏａｃｔｉｖｅ
ｄｒｕｇｓ［Ｊ］．Ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ Ｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙ ａｎｄ Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｙ
Ｃ－Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ＆Ｐｈａｒｍａｃｏｌｏｇｙ，２００３，１３６（２）：１２７
－１３４
［４８］ Ｓｔａｎｌｅｙ Ｊ Ｋ，Ｒａｍｉｒｅｚ Ａ Ｊ，Ｍｏｔｔａｌｅｂ Ｍ，ｅｔ ａｌ．Ｅｎａｎ－ｔｉｏｓｐｅｃｉｆｉｃ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ｔｈｅβ－ｂｌｏｃｋｅｒ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ ｔｏ
Ｄａｐｈｎｉａ ｍａｇｎａ ａｎｄ Ｐｉｍｅｐｈａｌｅｓ ｐｒｏｍｅｌａｓ［Ｊ］．Ｅｎ－
ｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２００６，２５
（７）：１７８０－１７８６
［４９］ Ｓｏｌｅ Ｍ，Ｓｈａｗ Ｊ Ｐ，Ｆｒｉｃｋｅｒｓ Ｐ Ｅ，ｅｔ ａｌ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ ｆｅｅｄｉｎｇｒａｔｅ ａｎｄ ｂｉｏｍａｒｋｅｒ ｒｅｓｐｏｎｓｅｓ ｏｆ ｍａｒｉｎｅ ｍｕｓｓｅｌｓ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎ－
ｔａｌｌｙ ｅｘｐｏｓｅｄ ｔｏ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ ａｎｄ ａｃｅｔａｍｉｎｏｐｈｅｎ［Ｊ］．Ａｎａｌｙｔ－
ｉｃａｌ ａｎｄ Ｂｉｏａｎａｌｙｔｉｃａｌ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，２０１０，３９６（２）：６４９－６５６［５０］ Ｃｏｎｔａｒｄｏ－Ｊａｒａ Ｖ，Ｐｆｌｕｇｍａｃｈｅｒ Ｓ，Ｎｕｔｚｍａｎｎ Ｇ，ｅｔ ａｌ．
第４期彭祖华等：β－肾上腺受体阻滞剂的水生态毒理学研究进展５０３
Ｔｈｅ ｂｅｔａ－ｒｅｃｅｐｔｏｒ ｂｌｏｃｋｅｒ ｍｅｔｏｐｒｏｌｏｌ ａｌｔｅｒｓ ｄｅｔｏｘｉｆｉｃａｔｉｏｎ
ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｎｏｎ－ｔａｒｇｅｔ ｏｒｇａｎｉｓｍＤｒｅｉｓｓｅｎａ ｐｏｌｙｍｏｒ－
ｐｈａ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ，２０１０，１５８（６）：２０５９－
２０６６
［５１］ Ｅｒｉｃｓｏｎ Ｈ，Ｔｈｏｒｓｅｎ Ｇ，Ｋｕｍｂｌａｄ Ｌ．Ｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｅｆｆｅｃｔｓｏｆ ｄｉｃｌｏｆｅｎａｃ，ｉｂｕｐｒｏｆｅｎ ａｎｄ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ ｏｎ Ｂａｌｔｉｃ Ｓｅａ ｂｌｕｅ
ｍｕｓｓｅｌｓ［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２０１０，９９（２）：２２３－２３１［５２］ Ｆｒａｎｚｅｌｌｉｔｔｉ Ｓ，Ｂｕｒａｔｔｉ Ｓ，Ｖａｌｂｏｎｅｓｉ Ｐ，ｅｔ ａｌ．Ｔｈｅβ－ｂｌｏｃｋｅｒ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ ａｆｆｅｃｔｓ ｃＡＭＰ－ｄｅｐｅｎｄｅｎｔ ｓｉｇｎａ－
ｌｉｎｇ ａｎｄ ｉｎｄｕｃｅｓ ｔｈｅ ｓｔｒｅｓｓ ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｉｎ Ｍｅｄｉｔｅｒｒａｎｅａｎ
ｍｕｓｓｅｌｓ，Ｍｙｔｉｌｕｓ ｇａｌｌｏｐｒｏｖｉｎｃｉａｌｉｓ［Ｊ］．Ａｑｕａｔｉｃ
Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２０１１，１０１（２）：２９９－３０８
［５３］ Ｎａｌｅｃｚ－Ｊａｗｅｃｋｉ Ｇ，Ｗｏｊｃｉｋ Ｔ，Ｓａｗｉｃｋｉ Ｊ．Ｅｖａｌｕａｔｉｏｎｏｆ ｉｎ ｖｉｔｒｏ ｂｉｏｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ｏｆ ｐｒｏｐｒａｎｏｌｏｌ ｗｉｔｈ
ＨＰＬＣ，ＭＳ／ＭＳ，ａｎｄ ｔｗｏ ｂｉｏａｓｓａｙｓ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎ－
ｍｅｎｔａｌ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ，２００８，２３（１）：５２－５８
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［５５］ Ｐｅａｒｓｏｎ Ａ，Ｇａｆｆｎｅｙ Ｔ，Ｗａｌｌｅ Ｔ，ｅｔ ａｌ．Ａ ｓｔｅｒｅｏｓｅ－ｌｅｃｔｉｖｅ ｃｅｎｔｒａｌ ｈｙｐｏｔｅｎｓｉｖｅ ａｃｔｉｏｎ ｏｆ ａｔｅｎｏｌｏｌ［Ｊ］．
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｐｈａｒｍａｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ Ｔｈｅｒａｐｅｕ－
ｔｉｃｓ，，１９８９，２５０（３）：７５９－７６３
［５６］ Ｖａｓｓｅｕｒ Ｐ，Ｃｏｓｓｕ－Ｌｅｇｕｉｌｌｅ Ｃ．Ｌｉｎｋｉｎｇ ｍｏｌｅｃｕｌａｒ ｉｎ－ｔｅｒａｃｔｉｏｎｓ ｔｏ ｃｏｎｓｅｑｕｅｎｔ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｐｅｒｓｉｓｔｅｎｔ ｏｒｇａｎｉｃ
ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ（ＰＯＰｓ）ｕｐｏｎ ｐｏｐｕｌａｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｃｈｅｍｏ－
ｓｐｈｅｒｅ，２００６，６２（７）：１０３３－１０４２
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ｎａｔｉｏｎ ｏｆ（Ｓ）－ａｎｄ（Ｒ）－ｐｒｏｐａｎｏｌｏｌ ｉｎ ｈｕｍａｎ ｐｌａｓ－
ｍａ ａｎｄ ｕｒｉｎｅ ｗｉｔｈ ａ ｃｈｉｒａｌβ－ｃｙｃｌｏｄｅｘｔｒｉｎ ｂｏｎｄｅｄ
ｐｈａｓｅ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｃｈｒｏｍａｔｏｇｒａｐｈｙ Ｂ：Ｂｉｏｍｅｄｉｃａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅｓ ａｎｄ Ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ，１９９５，６６５（１）：１２５－１３２
◆
科学家开始试验不良影响路径“ｗｉｋｉ”工具
２０１３年７月１１日来源：欧盟委员会联合研究中心
将于明年初启动一项用以获得、管理和共享关于不良影响路径（ＡＯＰ）的系统，作为欧盟委员会联合研究中心、美国环保署研究与开发办公室和ＯＥＣＤ以及其他机构之间的合作的一部分。该计划的初始阶段ＡＯＰ Ｗｉｋｉ目前已开放供ＯＥＣＤ的ＡＯＰ开发计划的参与者进行试验。
ＡＯＰ Ｗｉｋｉ基于２０１３年４月发布的关于开发和评估ＡＯＰ的ＯＥＣＤ指南，它引领用户了解获得记录和评估一项ＡＯＰ所需的科学信息的程序。同时，它还充当一个类似维基百科的合作平台。ＡＯＰ的开发者可以容易地分享信息和在不同条目之间交叉引用，以在一项计划的早期阶段发起科学讨论。
风险评估人员对不良影响路径感兴趣，这些路径追踪随不良作用一起引发细胞改变的情况，因为它们可能扩大机械论毒理学信息的使用。研究人员希望不良影响路径（ＡＯＰ）将为综合评估和试验策略、证据权重法和计算模型的设计和开发提供信息。按照联合研究中心（ＪＲＣ）的说法，该工具将帮助就支持每一路径所基于的生物学信息的证据达成一致。
联合研究中心表示，由于该系统包括基于ＯＥＣＤ指南的评估模板，来自该ｗｉｋｉ的不良影响路径应当适合在规制背景中使用。此外，该系统将使用统一的术语以努力避免信息重复。
ＡＯＰ Ｗｉｋｉ是一项建立一个完整的“ＡＯＰ知识库”（ＡＯＰ ＫＢ）的更大努力的初始阶段，欧盟委员会的健康和消费者保护研究所（ＩＨＣＰ）表示。除ｗｉｋｉ外，ＡＯＰ ＫＢ还将包括另外两个模块：
１）一个图形模块将一个更为正式的结构应用于ＡＯＰ定义，并包括定量信息以促进不良影响路径的计算建模；
２）一个中间影响模块，用于以一种适合于规制目的的格式提供ＡＯＰ信息（ＯＥＣＤ协调模板）。
β试验阶段将一直持续到２０１３年底，到那时，下个开发周期将开始。预计到２０１４年１月，该系统将免费供国际科学界访问。
引自《化学品安全信息周报》２０１３年第２９期总第２４１期（中国检验检疫科学研究院化学品安全研究所编译）ｈｔｔｐ：／／ｗｗｗ．ｃｈｉｎａｃｈｅｍｉｃａｌｓ．ｏｒｇ．ｃｎ／ｒｅｐｏｒｔｅｄ＿ｄｅｔａｉｌ．ａｓｐｘ？ｃｏｎｔｅｎｔｉｄ＝２５７＆ＣｌａｓｓＩＤ＝２２９（２０１３－０７－２５）
第一节常规毒性试验 一、急性毒性试验 急性毒性试验是研究化学物质大剂量一次染毒或24h内多次染毒生物所引起的毒性试验。其目的是确定化学物质的毒性程度以及剂量—反应关系，确定此化学物质与其他化学物质的相对毒性，确定具体的急性毒作用以及提供毒作用模式方面资料，并为进一步开展其他毒性试验提供理论依据。 一项设计合理的急性毒性试验，可以得到用以计算LD50的资料。 (一)水生生物急性毒性试验 1．鱼类毒性试验 鱼类急性毒性试验，是水生生态毒理学的重要内容之一，并广泛应用于水域环境污染监测工作中，对控制工业废水的排放，保护水域环境，发展渔业生产，制定渔业水质指标，具有重要意义。 (1) 试验用鱼的选择 应具有代表性，便于在实验室条件下饲养的当地经济鱼类，对毒物敏感，个体健康。 短期试验多采用我国的青鱼、草鱼、鲢鱼及鳙鱼四大养殖淡水鱼，一般体长在7cm以下为宜。 也可采用金鱼，一般在3cm以下。 选择行动活泼、体色光泽、鱼鳍舒展完整、逆水性强和食欲好的当年鱼种，在实验室内驯化培养7—10天使用 (2) 试验条件 试验容器采用玻璃缸或白搪瓷桶， 其盛水量以每条鱼2—3L为宜，水的PH值为6.5—8.0， 冷水温度为12—18℃，温水温度为20—28℃，一次试验中水温变化范围为±2℃。 水中溶解氧不能低于4mg/L，可用清洁的河水、湖水或放置3天以上的自来水。 （3）半数致死浓度（LC50）的测定 先做预备试验，确定100％致死浓度和不引起死亡的最大浓度， 然后以此浓度范围，按等对数间距确定5-6个浓度组，另加一空白对照组，每组10-20尾鱼，染毒48-96h。 染毒刚开始8h内经常观察，以后可作24h、48h、72h、96h的定期观察，记录中毒反应及死亡时间。 死亡鱼立即取出剖检。试验期间保持溶解氧、pH值、水温等条件的稳定。 根据24h、48h、96h各组鱼的死亡数，按LC50计算方法，求出相应时间的LC50 。一般采用直线内插法或对数-概率模式法。 2．水蚤类急性毒性试验 水蚤类是淡水生物的重要类群，水蚤对许多毒物很敏感。早在100多年前，就有人用它来检测药物的毒性。 水蚤类的世代周期短，实验室易培养，产仔量较多，是一类很好的试验生物。 由于该试验装置简单，省人力，故在水毒理学研究上广泛应用。 大型水蚤(Daphnia magna Straus)是水蚤属中个体最大的种类，系水蚤类毒性试验的标准生物，试验用水蚤一般为孤雌生殖新生蚤(<24h)。 详细试验方法可参照美国公共卫生协会等编著的《水和废水标准检验法》。 1.种子发芽和根伸长的急性毒性试验 本方法可用于测定受试物对陆生植物种子萌发和根部伸长的抑制作用，以评定受试物对陆生植物胚胎发育的影响。
文件编号：RHD-QB-K7849 （安全管理范本系列） 编辑：XXXXXX 查核：XXXXXX 时间：XXXXXX 有关国内生态环境安全的研究示范文本
有关国内生态环境安全的研究示范 文本 操作指导：该安全管理文件为日常单位或公司为保证的工作、生产能够安全稳定地有效运转而制定的，并由相关人员在办理业务或操作时进行更好的判断与管理。，其中条款可根据自己现实基础上调整，请仔细浏览后进行编辑与保存。 从我国目前情况来看，生态安全的重点主要是土地、水源、天然林、地下矿产、动植物种质资源、大气等自然资源。同时，从维护国家利益出发，解决好外交和外贸领域的生态环境问题。近年来，我国生态环境保护已经引起各级党政领导的重视，取得了一定进展。但应看到，我国生态环境基础原本就脆弱；庞大的人口对生态环境又造成了重大的、持久的压力；我国虽已确定以可持续发展作为国家战略，但是以牺牲环境求发展的传统发展模式依然对生态环境造成了很大冲击和破坏。因此，我国生态环境形势严峻。就
当前来说，影响生态安全的主要问题有四大方面。 1国土安全问题 国土资源是一个国家人民生存的最基本条件，是人类栖居的基地和衣食的基本来源，就是在人类科学技术高度发展的今天，国土资源的多寡和优劣仍然是决定一个国家安全度的重要方面，特别是对于像中国这样一个人口众多的发展中国家来说，更是一个先决性条件。当前中国国土资源面临着诸多问题，构成了对生态安全的严重威胁。其主要表现在以下几个方面。 1.1水土流失严重 据近期遥感调查，目前我国水土流失面积为355.56万km2，占国土面积的37.42％，每年流失表层土在50亿t 以上，丧失的肥力高出全国化肥的产量。这不仅造成巨大经济损失，而且使土壤肥力不
《环境毒理学》课程教学大纲 一、课程基本信息 课程代码：260378 课程名称：环境毒理学 英文名称：Environmental toxicology 课程类别：专业选修课 学时：36 学分：2 适用对象：环境工程、环境科学 考核方式：考查（平时成绩占总成绩的30％） 先修课程：环境化学、环境监测、环境生态学 二、课程简介 中文简介：环境毒理学是运用物理学、化学、医学和生命科学等多种学科的理论和方法，研究各种环境因素，特别是化学污染物对生物有机体的损害作用及其规律的一门新兴边缘学科。它是研究和理解环境与健康、与生态平衡、与生物多样性等重要问题的工具和手段。本课程主要介绍环境毒理学基础理论，首先对环境化学污染物的生物吸收、体内分布、代谢转化及排泄进行讲解。继之讲述环境化学污染物的一般毒性、特殊毒性(致癌变、致畸变及致突变作用)的基本理论及其评价方法，然后介绍环境化学物对人群健康危险度和安全的评价理论和技术。最后简单介绍环境主要污染因素的毒性作用。 三、课程性质与教学目的 《环境毒理学》是环境工程本科生的一门专业选修课。学生学习该课程的目的是了解和掌握环境毒理学的基本理论和方法，能够认识环境问题的实质并懂得寻求解决环境问题的途径。 四、教学内容及要求 第一章绪论 （一）目的与要求 1．了解环境毒理学的研究对象 2．了解环境毒理学的研究任务 3．了解环境毒理学的研究内容 4．了解环境毒理学的研究方法
（二）教学内容 1．主要内容 概论；环境毒理学的研究对象、任务及内容；环境毒理学的研究方法2．基本概念和知识点 环境毒理学的研究方法 3．问题与应用 环境毒理学有哪些主要研究方法 （三）课后练习 什么叫环境毒理学？ 阐述环境毒理学的主要研究方法。 （四）教学方法与手段 多媒体教学，教师讲授 第二章环境化学物的生物转运和生物转化 （一）目的与要求 1.了解环境化学物通过生物膜的方式 2.了解化学物的吸收、分布与贮存、排泄等过程 3.了解生物转化的反应类型 4. 了解影响生物转化的因素 （二）教学内容 第一节生物转运 1．主要内容 生物膜的结构与功能；环境化学物通过生物膜的方式；吸收；分布与贮存； 化学物的排泄 2．基本概念和知识点 生物膜的结构与功能 3．问题与应用 环境化学物通过生物膜的方式 第二节生物转化 1．主要内容 生物转化的反应类型；影响生物转化的因素 2．基本概念和知识点 氧化、还原、水解、结合 3．问题与应用 影响生物转化的因素
生态毒理学与技术进步 21世纪整个毒理学呈现出蓬勃发展的态势：研究层次同时向宏观和微观两个方向深入并有机结合；从整体动物实验到替代试验；从阈剂量到基准剂量；从传统毒理学到系统毒理学；从构效关系到定量构效关系；从危险度评定到危险度管理。 毒理学的发展与技术进步有很大的关系。这可以从以下两方面说明。首先，随着科技进步，工业化越来越广泛，大量外源化学物涌入我们的生产、生活及周围环境，严重影响人们的生活。更多对化学物质的识别及其毒性危害的认识，需要毒理学的全面发展。这就导致了21世纪的毒理学面临着前所未有的挑战。例如，我国目前乃至今后一段时间内，正逐步将视野从此前一直关注的农药和工业毒物上过渡和转移到分布广、危害性高或毒性不明并且与社会经济发展和大众健康密切相关的优先化合物中来，包括重金属、纳米及其他新材料、持久性有机污染物、环境内分泌干扰物、营养素及营养补充剂等等，并对这些优先化合物对机体、环境和生态所造成的有害影响进行研究。其次，毒理学随着生命科学新理论和新技术的飞速发展和不断渗透，而得到进一步发展。近年来，细胞与分子生物学理论与技术的飞速发展赋予毒理学工作者新的启迪和工具，从而改变了传统毒理学研究的基本格局，真正实现了从整体和器官水平向细胞和分子水平的飞跃，在阐明毒物对机体损伤作用和致癌过程的分子机制方面取得了重要的突破，形成了一些新的研究热点，比如氧化应激损伤的信号通路及通路串话。生物标志物也是近年来毒理学研究的前沿性领域。它几乎包括反映生物系统与环境中化学、物理或生物因素之间相互作用的任何测定指标，并用于阐明外源性物质与健康损害的关系。表观遗传学是近年来毒理学机制研究的又一热点。 生态毒理学是研究有毒、有害物质以及各种不良生态因子对生命系统产生毒性效应以及生命系统反馈解毒与适应进化及其机理与调控的一门综合性科学。技术进步促进其发展，其发展又反作用于技术进步，二者关系密不可分。人类发展必然需要科技进步，科技进步定能促进人类文明进步，使得毒理进一步发展，然而科技进步又会给环境和人体健康带来一定危害。而生态毒理学主要研究的就是已知或可疑有害物质特别是环境中的污染物质对生态系统产生的影响和机理，包
大气生态毒理学Atmosphere ecological toxicology 2013年10月24日
摘要 生态毒理学是一门新兴学科。本文集中阐述了生态毒理学的发展历史、定义、基本原理和研究内容，并侧重介绍了大气生态毒理学。大气环境的污染问题越来越受到人们的重视。无论是对植物、昆虫还是我们人类本身，大气污染问题带来的各种问题都不容忽视。大气污染对人体的影响有三个途径：食用被大气污染的食物或水体，皮肤与污染空气接触，污染气体进入人的呼吸系统。大气污染对人体最大最直接的伤害表现为对人体呼吸系统的损害并增加各类疾病患病的风险。 关键词：生态毒理学，大气污染，呼吸系统疾病，解决措施
1 绪论 随着人类文明的发展，科学技术日益进步，人类对地球资源的开发利用越来越导致众多环境问题的出现，气候变暖，生态破坏，以及土地、水和大气污染等利用越来越导致众多环境问题的出现，气候变暖，生态破坏，以及土地、水和大气污染等。二十年前，随着生态环境问题的日益突出，产生了一门新兴学科，那就是生态毒理学。生态毒理学用多学科理论包括生理、生态、化学、医学、毒理学和数学等来解释自然界中污染物的暴露风险。因此，生态毒理学不仅是一门科学，而且是环境基准推导和标准制定以及污染防治中应用性很强的工具，已成为上世纪九十年代至今最有生命力的新兴学科之一。 1.1生态毒理学发展历史 20世纪90年代以前（是生态毒理学的奠基和初创期）：1969年法国科学家Rene Truhaut 首次提出“生态毒理学”概念。1972年“生态毒理和环境安全学会”在欧洲成立，成员包括欧洲、远东和北美等国。1972-1985年在日本、德国、法国、奥地利、丹麦和意大利举行了一系列与生态毒理学相关的学术研讨会。1979年北美成立了“环境毒理和化学学会”。10年后在欧洲有了分支学会。1988年在丹麦的哥本哈根举行了第1届欧洲生态毒理学学术研讨会，并一直延续至今。1989年“生态毒理和环境安全学会”在都柏林举行了首次单独以“生态毒理学”为主题的国际会议。 20世纪90年代以来（是生态毒理学高速发展时期）：1990年以来，生态毒理学研究重点集中于：微量毒物的长期效应、生态系统健康和生态风险评价三个方向。1992年英、美部分科学家首次提出“分子生态学”概念，将生态学研究基础从宏观拓展到微观。1995年中国毒理学会成立生态毒理专业委员会并召开了第1届全国性学术研讨会。1997年在法国召开了第1届欧洲分子毒理学大会。1998年在我国召开了有关的国际生态毒理学专题研讨会。2002年生态毒理专业委员会召开第2届全国生态毒理学研讨会。1992年De Kiruijf将生态毒理学定义为用多学科理论（生理、生态、化学和毒理学）解释自然界中污染物的作用过程和暴露风险。它不仅是一门科学而且是污染防治中应用性强的一种工具，用于支持环境政策、法律、标准和污染控制。 生态毒理学是研究外源化学、物理和生物因素对生物体和环境生态系统的损害效应及其机理，以及预防、救治或改善措施的综合性学科，是环境基准研究和环境标准制定与修订的基础，是实施污染控制的工具。因此，它实际上是“可持续发展”战略的一种技术支撑。几
1、水体污染 水体污染影响工业生产、增大设备腐蚀、影响产品质量，甚至使生产不能进行下去。水的污染，又影响人民生活，破坏生态，直接危害人的健康，损害很大。 （1）危害人的健康水污染后，通过饮水或食物链，污染物进入人体，使人急性或慢性中毒。砷、铬、铵类、笨并（a）芘等，还可诱发癌症。被寄生虫、病毒或其它致病菌污染的水，会引起多种传染病和寄生虫病。重金属污染的水，对人的健康均有危害。被镉污染的水、食物，人饮食后，会造成肾、骨骼病变，摄入硫酸镉20毫克，就会造成死亡。铅造成的中毒，引起贫血，神经错乱。六价铬有很大毒性，引起皮肤溃疡，还有致癌作用。饮用含砷的水，会发生急性或慢性中毒。砷使许多酶受到抑制或失去活性，造成机体代谢障碍，皮肤角质化，引发皮肤癌。有机磷农药会造成神经中毒，有机氯农药会在脂肪中蓄积，对人和动物的内分泌、免疫功能、生殖机能均造成危害。稠环芳烃多数具有致癌作用。医.学教育网搜集整理氰化物也是剧毒物质，进入血液后，与细胞的色素氧化酶结合，使呼吸中断，造成呼吸衰竭窒息死亡。我们知道，世界上80%的疾病与水有关。伤寒、霍乱、胃肠炎、痢疾、传染性肝类是人类五大疾病，均由水的不洁引起。 （2）对工农业生产的危害水质污染后，工业用水必须投入更多的处理费用，造成资源、能源的浪费，食品工业用水要求更为严格，水质不合格，会使生产停顿。这也是工业企业效益不高，质量不好的因素。农业使用污水，使作物减产，品质降低，甚至使人畜受害，大片农田遭受污染，降低土壤质量。海洋污染的后果也十分严重，如石油污染，造成海鸟和海洋生物死亡。 （3）水的富营养化的危害在正常情况下，氧在水中有一定溶解度。溶解氧不仅是水生生物得以生存的条件，而且氧参加水中的各种氧化-还原反应，促进污染物转化降解，是天然水体具有自净能力的重要原因。含有大量氮、磷、钾的生活污水的排放，大量有机物在水中降解放出营养元素，促进水中藻类丛生，植物疯长，使水体通气不良，溶解氧下降，甚至出现无氧层。医.学教育网搜集整理以致使水生植物大量死亡，水面发黑，水体发臭形成“死湖”、“死河”、“死海”，进而变成沼泽。这种现象称为水的富营养化。富营养化的水臭味大、颜色深、细菌多，这种水的水质差，不能直接利用，水中断鱼大量死亡。 水污染及其危害？ 什么是水污染？水污染源主要有哪些？ 当肮脏、有害的物质进入洁净的水中，水污染就发生了。 水的污染源主要有：
第一章绪论 第一节毒物与毒理学 第二节环境毒物与生态毒理效应 第三节生态毒理学的基本框架 第四节生态毒理学的研究意义与展望 第一节毒物与毒理学 一、毒物及其分类 毒物：一般是指与生命体或生命组织发生相互作用能引起生物受到严重伤害甚至导致死亡的物质；或者说，毒物是指那些以相对较小的剂量就能导致生物受害或严重的细胞功能损伤以及生态系统产生不良效应的物质。 可从衣食住行来举例说明 食盐和酒（量的问题） 毒物分类通常采用的一些方法 分类范畴 物理状态气体、液体、固体、尘 用途农药、溶剂、添加剂 化学结构芳香胺类、脂肪族类、乙二醇 一般作用大气污染物、慢性毒物、工业毒品 效应致癌物质、致突变物质、致畸物质 目标器官神经毒素、肝毒素、肾毒素 作用机制刺激剂、抑制剂、阻碍剂 毒作用潜力轻度、中度、超毒性物质 标签需要氧化剂、酸、爆炸物质 一般分类塑料、有机化学品、重金属 二毒理学及其发展 （一）古代毒理学 毒理学一词源于希腊文字“toxikon” 《淮南子》、《诸病源候论》、《外台秘要》等 公元前1500年，一个系列的8本埃及纸草文“书籍”（800多个医药和毒药处方） 一股来说，公元9~15世纪的中世纪．有关毒理学的研究，更多的是基于教条和经验，而不是实验证据 16世纪德国医生Paracelsus(1493—1541)，把毒理学的研究带到了—个新的高度，强调实验的作用。 二）现代毒理学的开端和发展 意大利内科医生Ramazzini(1633－1714) 《工人的疾病》 意大利内科医生Fontana(1720-1853)进一步发展了靶器官毒性概念。 西班牙医生Orfila（1787-1853）被认为是现代毒理学的奠基人，他是系统利用实验动物的第一个科学家，并发展了在组织和体液中鉴定毒物的化学分析方法。 1930年实验毒理学的第一本杂志<
第22卷第3期2010年6月 云南地理环境研究 YUNNAN GEOGRAPHIC ENVIRONMENT RESEARCH Vol.22，No.3Jun.，2010 收稿日期：2010－05－08；修订日期：2010－06－04． 基金项目：国家自然科学基金项目（40961031）；云南省应用基础研究面上项目（2009CD022）；云南大学“中青年骨干教师培养计划”专项资助.作者简介：和春兰（1987－），女（白族），云南省怒江州兰坪县人，硕士研究生，主要从事土地利用、土地管理与景观生态安全格局的研 究. *通讯作者. 中国生态安全评价研究进展 和春兰，饶辉，赵筱青 * （云南大学资源环境与地球科学学院，云南昆明650091） 摘要：生态安全评价研究是可持续发展、地理学、生态学及资源与环境科学等的热点问题。运用文献资料法、综合分析归纳法，阐述了生态安全与相关概念的关系，概括总结了中国目前常用的生态安全评价指标体系、评价方法及分级标准，提出了生态安全评价的工作流程。根据生态安全评价的研究进展，确定其未来的发展趋势为：利用3S 空间技术，结合景观生态学、地理学等基础理论，逐步统一和完善生态安全评价指标体系及评价结果的分级标准，在对模型可信度与准确度评价的基础上，重视动态的评价、模拟及预警研究。关键词：生态安全；生态安全评价；研究进展中图分类号：X826 文献标识码：A 文章编号：1001－7852（2010）03－0104－07 生态安全是20世纪90年代国际上出现的一个新的研究领域，鉴于目前在全球范围内自然灾害的频繁发生，人们对生态环境保护的意识日益增强，对生态安全的关注程度倍增，国际上已把生态安全纳入一个国家安全体系的重要组成部分，与军事安全、政治安全、经济安全、科技安全一样，在国家安全大局中占有重要地位，生态安全评价成为一个国家或地区进行宏观规划、政府决策的重要根据［1］ 。生态安全是可持续发展、地理学、生态学及资源与环境科学等学科的研究热点，而生态安全评价是生态安全研究的基础与核心。随着城镇化和工业化的发展，中国的生态安全面临更加严重的威胁。因此，本文通过文献阅读，深入分析并总结了中国生态安全评价的研究进展，有利于对生态安全做更深入的研究，并完善学科体系。 1 概念识别 1.1 生态安全 1987年世界环境与发展委员会的正式报告 《我们共同的未来》中首次提出生态安全这一概念，目前对于生态安全（ecological security 或是environ-ment security ）的理解存在狭义和广义两种。广义的理解以1989年IASA 提出的定义为代表，即生态安全是指在人的生活、健康、安全、基本权利、生活保障来源、必要资源、社会秩序和人类适应环境变化能力等方面不受威胁的状态，它包括自然、经济和社会生态安全，组成一个复合人工生态安全系统。狭义的生态安全是指自然和半自然生态系统的安全，即生态系统完整性和健康的整体水平 反映［2］ 。 1.2生态安全与相关概念的关系 虽然目前国内外对生态安全还没有一个统一的定义，但从各学者对生态安全概念的理解上来看，生态安全与可持续发展、生态风险、生态系统健康、生态系统服务功能有着密切联系，具体如图1所示。 可持续发展的概念过多地强调环境与发展的关系，忽视了和平与安全，且可持续发展更多的是从人类需求的角度出发，在考虑人类安全与自然生态
影响人体健康的因素 在这个世界上，人类生活处处受着环境的影响，其中主要有三大因素：1.物理因素；2.化学因素；3.生物因素。又被细分为大气污染，水污染，等等。 其中物理污染的最直接、最容易被人所感受的后果是使人类环境的质量下降,影响人类的生活质量、身体健康和生产活动.目前,全球范围内的环境污染对人体健康的危害已受到人们越来越多的关注.环境污染会给生态系统造成直接的破坏和影响,具体包括：水污染、大气污染、噪声污染、放射性污染等。 而化学因素，指的是生活使用的化学药品对人体的影响，也有的是农药之类进入水中，对人类进行的二次污染，化学与人的生活息息相关，所以很多化学药品对人体的影响也是极大，特别是那些剧毒，或者严重污染环境的药品，对我们人体的健康影响极大。 跟我们关系最密切的还是生物因素，比如微生物。微生物在自然界中可以说是无处不在。不管我们生活的周围环境，还是我们体内都有大量微生物的存在，微生物不光分布广，而且种类繁多，数目庞大，让我们无法想象。我们每时每刻都在与微生物打交道，所以微生物与人类的关系非常密切。实际上微生物与人类的关系有两个方面：有对人类有益的一面，也有对人类有害的一面。以及食物。还有最近流行的转基因技术产生的新物种对人体的影响,生物技术在医疗保健、环保及食品领域的应用，对改善人类的医疗与生存环境、提高疾病预防、诊断及治疗技术都产生了深刻的影响。还有赵霖教授发表了题为《食品、营养与人类健康》的主题报告中，他明确提出吃什么和怎么吃关系着民族的命运，这说明食物是最突出的生物影响。 空气污染概述（参考文献《大气污染物对人体健康影响的研究》） 大气是由一定比例的氮、氧、二氧化碳、水蒸气和固体杂质微粒组成的混和物.就干洁空气而言,按体积计算,在标准状态下,氮气占％,氧气占％,氩气占％,二氧化碳占％,而其他气体的体积则是微乎其微的.各种自然变化往往会引起大气成分的变化.例如,火山爆发时有大量的粉尘和二氧化碳等气体喷射到大气中,造成火山喷发地区烟雾弥漫,毒气熏人；雷电等自然原因引起的森林大面积火灾也会增加二氧化碳和烟粒的含量等等.一般来说,这种自然变化是局部的,短时间的.随着现代工业和交通运输的发展,向大气中持续排放的物质数量越来越多,种类越来越复杂,引起大气成分发生急剧的变化.当大气正常成分之外的物质达到对人类健康、动植物生长以及气象气候产生危害的时候,我们就说大气受了污染. 2、对人体健康的危害 人需要呼吸空气以维持生命.一个成年人每天呼吸大约2万多次,吸入空气达15～20立方米.因此,被污染了的空气对人体健康有直接的影响.大气污染物对人体的危害是多方面的,主要表现是呼吸道疾病与生理机能障碍,以及眼鼻等粘膜组织受到刺激而患病. 比如,1952年12月5～8日英国伦敦发生的煤烟雾事件死亡4000人.人们把这个灾难的烟雾称为"杀人的烟雾".据分析,这是因为那几天伦敦无风有雾,工厂烟囱和居民取暖排出的废气烟尘弥漫在伦敦市区经久不散,烟尘最高浓度达毫克/米3,二氧化硫的日平均浓度竟达到毫升/米3.二氧化硫经过某种化学反应,生成硫酸液沫附着在烟尘上或凝聚在雾滴上,随呼吸进入器官,使人发病或加速慢性病患者的死亡. 3、空气污染物的种类
环境毒理学基础课后习题 第一章绪论 1、什么是环境毒理学？它是怎样产生的？ 环境毒理学（environmental toxicology）是利用毒理学方法研究环境，特别是空气、水和土壤中已存在或即将进入的有毒化学物质及其在环境中的转化产物，对人体健康的有害影响及其作用规律的一门学科 2、环境毒理学的研究对象、主要任务和内容是什么？ 环境毒理学的研究对象主要是对各种生物特别是对人体产生危害的各种环境污染物。环境污染物主要是人类的生产和生活活动所产生的化学性污染物。 环境毒理学的主要任务是研究环境污染物对人体的损害作用及其机理，探索环境污染物对人体健康的损害的早期检测指标和生物标志物，从而为制定环境卫生标准和有效防治环境污染对人体健康的危害提供理论依据；此外，根据环境污染物对其他生物（包括动物、植物、微生物等）个体、种群及生态系统的危害，甚至在特定环境中对整个生物社会的危害，研究其损害作用及其机理、早期损害指标及防治理论和措施。环境毒理学的最终任务是保护包括人类在内的各种生物的生存和持续健康的发展。 环境毒理学的主要内容是研究环境污染物及其在环境中降解和转化产物对机体相互作用的一般规律，包括毒物在体内的吸收、分布和排泄等生物转运过程和代谢转化等生物转化过程，剂量与作用的关系，毒物化学结构和毒性以及影响毒作用的各种有关因素。 3、阐述环境毒理学的主要研究方法。 体外试验（in vitro test）： 器官水平（包括器官灌流和组织培养，基本保持器官完整性，常用于毒物代谢的研究）； 细胞水平（应用的细胞包括已建株的细胞系（株）和原代细胞（可用不同的器官进行制备），可用于外来化合物的毒性和致癌性的各种过筛试验，也可用来研究化合物的代谢和中毒机理的探讨）； 亚细胞水平（研究中毒机理、毒物引起损伤的亚细胞定位以及化合物代谢）； 分子水平（如研究毒物对生物体内酶的影响）。 体外试验的优点：简单、快速、经济、条件易于控制。缺点：缺乏神经—体液调节因素等的控制，不能全面反映整体状况下的生物学效应。 整体内实验（in vivo test）： 急性毒性实验（acute toxicity test 指一次染毒或24h 内重复染毒的毒性实验研究）； 亚急性毒性实验（subacute toxicity test 或称为亚慢性毒性实验subchronic toxicity test 一般认为1~3 个月为宜，但具体实验期限随实验要求而异）； 慢性毒性实验（chronic toxicity test 一般指6 个月以上到终生染毒的毒性实验）。 流行病学调查
静脉β受体阻滞剂使用 总结 Coca-cola standardization office【ZZ5AB-ZZSYT-ZZ2C-ZZ682T-ZZT18】
静脉β受体阻滞剂使用最全总结 1.在快速心律失常的应用 （1）心房颤动（房颤）/心房扑动时的心室律急性期控制 可考虑优先静脉应用β受体阻滞剂的情况：①不伴心力衰竭、低血压或预激综合征的房颤患者；②急性冠脉综合征合并房颤，血流动力学稳定、无明显心力衰竭、无支气管痉挛的患者；③射血分数正常的心力衰竭合并房颤的患者；④心脏术后/非心脏手术房颤伴快速心室律者。 （2）在室上性心动过速的应用 ①静脉β受体阻滞剂可用于终止房室结折返性心动过速、房室折返性心动过速（房室结前传型）； ②即使静脉β阻滞剂未能终止室上性心动过速，也可减慢心室律，此后再行刺激迷走的方法能有助于终止室上性心动过速； ③β受体阻滞剂还可用于不明确的室上性心律失常的鉴别诊断，通过减慢房室传导，有助于与房性心动过速鉴别。 （3）室上性心动过速治疗指南推荐 （4）在持续性单形性室速的应用 ①有器质性心脏病的持续性单形性室速：当基础疾病较重，应用β受体阻滞剂存在潜在低血压风险时，可考虑选用超短效的艾司洛尔进行试探性应用。 ②无器质性心脏病的持续性单形性室速：短效静脉用β受体阻滞剂、非二氢吡啶类静脉钙拮抗剂终止特发性室速中等有效，且副作用小。 （5）在多形性室速的应用
①伴QT间期延长：部分获得性QT间期延长合并尖端扭转型室速（TdP）的患者，临时起搏基础上可考虑β受体阻滞剂和（或）利多卡因治疗；先天性QT间期延长伴TdP的患者，β受体阻滞剂作为首选药物。 ②QT间期正常：应积极纠正病因和诱因，有利于室性心律失常控制；静脉应用β受体阻滞剂、胺碘酮或利多卡因可终止或减少室性心动过速发作。 ③特殊类型：β受体阻滞剂是目前唯一有效并被推荐用于儿茶酚胺敏感性多形性室速(CPVT)患者心脏性猝死的一级和二级预防的药物；自发性或应激诱发室性心律失常的CPVT患者，β受体阻滞剂更适用。 （6）室性心动过速/心室颤动（室颤）风暴 （7）静脉应用β受体阻滞剂控制心律失常小结 ①静脉应用β受体阻滞剂控制房颤/心房扑动的心室律证据充分、疗效好，欧美房颤指南将其列为控制心室律的首选药物； ②终止室上性心动过速、室性心动过速的证据相对少，但欧美相关心律失常指南中均有推荐； ③预防和减少室性心动过速/室颤的反复发作（电风暴）疗效确切，欧美指南推荐应用。 2.在急性冠脉综合征的应用 （1）STEMI：STEMI时较紧急或严重的情况，如急性前壁心肌梗死伴剧烈胸痛或心率增快、血压升高，其他处理不能缓解；STEMI合并顽固性多形性室性心动过速，同时伴有交感电风暴者（Ⅰ类推荐）。 （2）NSTE-ACS：伴随快速心室律房颤且血流动力学稳定者，以有效减慢心室律；若心绞痛发作频繁，或合并心动过速、血压较高，可先采用静脉β受体阻滞剂以
《生态毒理学》试题整理 一、名词解释： 生态毒理学： 毒物： 一次污染物： 二次污染物： 持久性有机污染物： 半数致死剂量： 毒物兴奋效应： 水体富营养化： 生物放大： 生物转化： 诱变剂： 生长余力： 环境内分泌干扰物： 代谢抗性： 靶标抗性： 多样性指数： 模拟微系统试验： PFU法： 生态风险： 生态风险评估： 生态受体： 风险商值： 二、判断题： 1.Ecotoxicology是由Rachel Carson于1969年首先提出并使用这个词.（） 2.二次污染物的危害程度一般比一次污染物轻。（） 3.进入动物体内的外源化合物在分布过程中主要与脂蛋白结合。（） 4.呼吸道是动物吸收污染物质最主要的途径。（） 5.易化扩散需要消耗代谢能量。（） 6.生物迁移是污染物在环境中迁移的最重要的形式。（） 7.排泄是生物转运的最后一个环节。（） 8.水溶性外源化合物可不经过生物转化直接排出体外。（） 9.进入机体的极性物质可以不经Ⅰ相反应而直接发生Ⅱ相反应。（） 10.在生物转化中，大多数外源化合物代谢产物的毒性低于母体化合物。( ) 11.所有外源化合物经过生物转化后，其生物活性都会减弱或消失。 ( ) 12.有机磷农药通过抑制乙酰胆碱脂酶而产生毒理学效应。（） 13.经酶催化而形成自由基是大多数外源化合物形成自由基的方式。（） 14.重金属镉离子可引起钙稳态失调。（） 15.缺失、重复与易位发生在同源染色体之间，倒位发生在两对非同源染色体之间。（） 16.由于排除毒物需要消耗能量，接触毒物总是引起生物呼吸率的降低。（） 17.在器官形成期易于发生胚胎致畸，也可导致胚胎死亡。（） 18.“反应停”事件是毒物胚胎致畸的一个典型事件。（）
污水处理工艺的生态安全性研究进展 【摘要】在社会高速发展的今天，随着工业生产和人为排放，由于政府缺乏相应的水资源保护措施，且民众对于水资源利用与保护意识也相对缺乏，导致水资源污染程度日益加剧。如何提高污水回收处理技术，有效加强对污水中微量有毒物质的去除，降低有机化合物的浓度与含量，保证对水资源进行安全有效的回收再利用，是目前我们应该考虑的水资源的主要问题。 【关键词】污水处理工艺生态安全回收利用 污水在经过处理后，尽管能达到常规指标的设计标准，然而并不能保证污水中的有害物质能够被完全去除干净，如有机化合物，有害的微量元素等大多数时候通过常规处理工艺无法达到完全去除的效果。因此，加强污水处理工艺，优化污水处理过程中对有毒有害物质的清除转化，才能确保生态安全性的稳定，实现自然循环和人们正常生产生活的目标。 1 水体污染体系概论 对于地表水污染的定义来讲，是指人类直接或间接把物质或能量汇入河流，湖泊，海洋等地水流域，因人为原因污染水体或者底泥，从而导致其物理化学性质，生物组成等方面的恶化，降低了水样的使用价值。美国学者米勒教授对于
水污染定义时指出：“水污染是指由于人类活动的结果使天然水水质的适用性遭到破坏的程度。” 1.1 水体污染主要因素 对于水体污染构成因素来讲是多方面的，由于其作用方式不同，污染源不同，因此很难对污染构成因素进行有效分类，从总体上来讲可分为人为污染源和天然污染源[1]。对于人为污染源来讲，其产生因素主要包括生活污水和工业废水两方面，其中生活污水多为洗涤水，所含有的悬浮固体，氨氮，磷，氯以及细菌病毒等将会严重对水资源的天然组成成分造成破坏和影响。而工业废水中的工业冷却水，工艺废水，清洁用水等成分复杂，毒性大，覆盖面广泛的污染物质，对于水质也会造成严重的污染。而天然污染源是天然存在的物质因素，如海水及含盐量较高的地下水，在开采过程中可能会导致其向内陆方向推移，进而引起地下淡水资源的水质恶化。 1.2 水体污染物质构成 目前为止水污染物质组成中最为严重的便是其中所含 有的化学性污染物质，由于现代工业生产和日常生活用水中所涉及的化学物质种类和含量不断增加，导致如今水资源中受污染程度和影响因素越来越多。据美国环境保护局官方统计来讲，目前我们日常生活中使用的化学物质多达63000多种，其中所含有的有毒物质，如有机氯，有机农药，卤代烃，
青海大学生态环境工 程学院 环境毒理学实验报告 科目：环境毒理学 姓名：田成龙 学号：1200602036
实验一动物试验的一般操作技术 一、目的与要求 毒理学的许多试验研究，主要通过动物实验来进行。而实验过程中技术及生物材料的收集是否恰当，直接影响实验结果的质量。因此，毒理学实验工作者必须正确地掌握动物实验中的一般操作技术，这是保证试验工作成功的基本条件之一。本实验要求掌握动物的捉拿、固定、麻醉、编号、采血、处死方法和解剖检查。 二、实验内容和方法 （一）实验动物的捉拿和固定方法 1、小鼠：捉拿时先用右手将鼠尾抓住提起，放在较粗糙的台面或鼠笼上，在其向前爬行时，右手向后拉尾，用左手拇指和食指抓住小鼠的两耳和头颈部皮肤，将其固定于左手手心中，拉直四肢并用左手无名指压紧尾和后肢，右手即可作注射或其他实验操作。取尾血及尾静脉注射时，可将小鼠固定在金属或木制的固定器上。 2、大鼠：大鼠抓取方法基本同小鼠，抓大鼠时若操作者不熟练，或者大鼠特别凶猛，操作者最好戴上防护手套(帆布或硬皮质均可)。如若是灌胃、腹腔注射、肌肉和皮下注射时，可采用与小鼠相同的手法，即拇、食指捏住鼠的耳朵及头颈皮肤，余下三指紧捏住背部皮肤，置于掌心中，调整大鼠在手中的姿势后即可操作。 3、豚鼠：豚鼠性情温和，胆小易惊，一般不易伤人，抓取时，先用手掌扣住豚鼠背部，抓住其肩胛上方，拇、食指环握颈部，另一
只手托住臀部。如果在实验时豚鼠频繁挣扎，不宜采用此方法，因为操作者的拇、食指会随动物的挣扎越抓越紧而引起豚鼠窒息。另外，有时可用纱布将豚鼠头部轻轻盖住，操作人员轻扶住其背部或者让其头部钻到实验人员的臂下，然后进行实验操作。 4、家兔：一手抓住兔颈部的被毛与皮肤，另一手托其臀部或腹部，使其躯干的重量大部分集中在手上。 (二)实验动物的编号、标记和去毛方法 1、编号和标记方法：在动物实验中，为了使实验动物个体间或组间区别开来，便于对每个实验动物的反应情况进行观察，必须对实验动物进行编号、标记。标记的方法很多，但基本原则是：号码清楚、耐久、简便、易认和适用。 （1）临时性标记： 染色法：染色法是用化学剂在动物身体明显部位如被毛、四肢等处进行涂染，或用不同颜色等来区别各组动物，是实验室最常用、最容易掌握的方法。常用的标记溶液有：①3％-5％苦味酸溶液（黄色）； ②0.5％中性红或品红溶液（红色）；③2％硝酸银溶液，(咖啡色，涂后需光照10min)；④煤焦油酒精溶液（黑色）；⑤龙胆紫溶液（紫色）。 涂漆或贴胶布：用油漆在动物角或体表涂漆进行标记，或用胶布贴在动物腿或翅上进行标记，也都是效果较好的临时性标记方法。 （2）半永久性标记： 挂牌法：挂牌法可用来标记多种动物，并多数将塑料、铝或钢片制成的牌固定在实验动物耳朵内侧面上作为标记。一般用于兔、豚鼠
氰 化 物 的 环 境 毒 理 学 资源与环境学院 资源与环境科学1142 赵天意 201110410236
氰化物的毒理学 赵天意 河南工程学院资源与环境科学 关键词：氰化物毒理学中毒机理毒理作用 摘要:氰化物(cyanide)是对含有氰离子或氰基的一类化合物的统称. 常见的毒性很大的无机氰化物有KCN，NaCN，HCN，溴化氰等，有机氰化物（腈类）有乙腈、丙腈、丙烯腈等.氰化物对人和动物是一种剧毒药物，可有呼吸道和消化道等途径摄入体内。当过量吸入高浓度氰化物时，中毒者将迅速死亡。本文主要介绍了氰化物中毒反应和急救方法，还重点介绍了氰化物的中毒机理。 氰化物的临床反应和救治 一：氰化物进入体内的途径 氰化物中毒主要是通过呼吸道，其次是在高浓度条件下通过皮肤吸收。日常生活中氰化物中毒主要以口服为主，如误食了含氰的苦杏仁，口腔黏膜和消化道对其可充分吸收。 1．氰化物中毒的表现 1.1轻者有恶心、呕吐、头痛或头晕、四肢无力、精神不振或烦躁不安等症状。 1.2严重者昏迷、惊厥，体温降低，血压下降，脉搏减慢，呼吸困难或不规则，多不伴青紫。瞳孔散大，对光反射消失。四肢阵发性痉挛，腱反射亢进或消失。 1.3重度中毒表现为意识丧失，出现强直性和阵发性抽搐，直至角弓反张，血压下降，尿、便失禁，常伴发脑水肿和呼吸衰竭。 1.4氢氰酸对人体的慢性影响表现为神经衰弱综合症，如头晕、头痛、乏力、胸部压迫感、肌肉疼痛、腹痛等，并可有眼和上呼吸道刺激症状。皮肤长期接触后，可引起皮疹，表现为斑疹。 2. 氰化物中毒的临床表现和机制 2.1 皮肤粘膜症状 灼伤：见于强酸、强碱、煤酚皂液(来苏)等腐蚀性毒物中毒。皮肤潮红：如酒精及阿托品中毒使皮肤潮红，尤以颜面为甚;一氧化碳及氰化物中毒，口唇粘膜呈樱桃红色。 2.2眼症状 瞳孔扩大：见于阿托品类中毒。瞳孔缩小：见于有机磷农药、氨基甲酸酯类杀虫药、吗啡、氯丙嗪中毒。 2.3神经系统症状 昏迷：是急性中毒常见症状，麻醉药、镇静催眠药、有机磷、各杀虫药等以及很多可引起中毒性脑病(脑水肿)的毒物均可引起。 2.4呼吸系统症状 呼吸气味：酒精中毒有酒味;氰化物中毒有苦杏仁味;有机磷中毒、砷中毒、硒中毒有蒜味。呼吸频率：呼吸中枢兴奋剂、甲醇及水杨酸类中毒可引起呼吸加快;
《生态毒理学》复习纲要: 1962年Rachel Carson （卡逊）《寂静的春天》 Ecotoxicology=Ecology +Toxicology 生态毒理学=生态学+毒理学 1969年法国Rene Truhaut（萨豪特）最早提出并使用生态毒理学。 生态毒理学的定义： 研究环境毒物、污染物对生态系统的影响和机理 以及环境毒物、污染物在生态系统中的运转、循 环与归宿规律的一门综合性科学。 生态毒理学主要研究内容: 1. 毒物、污染物在物理环境中释放、分布和行为以及与物理、化学环境的相互作用； 2. 毒物、污染物进入生态系统的途径、变化及其归宿； 3. 毒物、污染物在生态系统各种水平上的有毒效应。 生态毒理学研究意义: 1.全面认识毒物、污染物对生态系统的影响； 2.查明毒物直接与间接对生物和人体健康的危害机制； 3.为控制污染、制定环境标准和立法提供科学依据。 生态毒理学发展趋势: a 深入探讨多种环境毒物作用于机体或生态系统的复合生态毒理效应及其机理以及新老污染联合胁迫生物学变化与反应； b 深入研究次生毒物的产生过程以及所导致的次生污染生态毒理效应； c 深入研究环境毒物低水平、长时间暴露的生态毒理效应； d 深入开展种群、群落和生态系统水平的生态毒理效应研究； e 加强分子生态毒理学研究，提高生态毒理效应微观认识水平。 第二章 生态毒物及其毒性与剂量效应关系原理 第一节毒物分类与特性 毒物：相对较小的剂量，导致生物受害或严重的细胞功能损伤、或生态系统产生不良效应的物质。 污染物（pollutant）:指对环境造成直接或间接损害的物质。 一次污染物：污染源直接排入环境，其物理、化学性质没有发生变化的污染物质。又称为原发性污染物或者“原生污染物”。 二次污染物:排入环境中的一次污染物在物理、化学因素或生物的作用下发生变化，或与环境中的其他物质发生反应所形成的物理、化学性状与一次污染物不同的新污染物。又称继发性污染物或者“次生污染物”。 二次污染物的形成机制复杂，其危害程度一般比一次污染物严重。 持久性有机污染物（Persistent organic pollutants, POPs）：一系列在环境中长期残留，并可远距离迁移，具有脂溶性和生物蓄积性，对人类和动植物有高毒性的有机化合物。POPs具有五个显著特性： 1.持久性 /长期残留性 2.生物蓄积性 3.半挥发性 4.高毒性 5.长距离迁移性
β受体阻滞剂：分类及常见药物特点总结 β受体阻滞剂在高血压、冠心病、心衰、心律失常及心肌病等治疗过程中发挥着极其重要的作用，并且疗效得到肯定。根据作用靶点，将β受体阻滞剂分为不同的种类，临床医生根据患者的情况选择适合的药物，在降低副作用的同时最大程度地发挥药物的疗效。 一、β受体阻滞剂的分类 1. 根据受体选择性 根据受体选择性的不同，将β受体阻滞剂分为三类，包括非选择性β受体阻滞剂、选择性β1受体阻滞剂、有周围血管舒张功能的β受体阻滞剂。 非选择性β受体阻滞剂 该类药物竞争性阻断β1和β2肾上腺素受体，可致糖脂代谢和肺功能的不良影响；阻断血管β2受体，相对兴奋α受体，增加周围血管阻力。其代表药物为普萘洛尔，该类药物在临床已较少应用。 选择性β1受体阻滞剂 该类药物可以特异性阻断β1受体，对β2受体的影响相对较小，代表药物为比索洛尔和美托洛尔。 有周围血管舒张功能的β受体阻滞剂 阻断α1受体、舒张周围血管，如卡维地洛、阿罗洛尔、拉贝洛尔；或通过激动β3受体，增强NO的释放，舒张周围血管，如奈必洛尔。 2. 根据药代动力学特征 脂溶性β受体阻滞剂 如美托洛尔，组织穿透力强，半衰期短，较易进入中枢神经系统，也可能是导致中枢不良反应的原因之一。 水溶性β受体阻滞剂 如阿替洛尔，组织穿透力较弱，很少通过血脑屏障。 水脂双溶性β受体阻滞剂 如比索洛尔，既有水溶性β受体阻滞剂首关效应低、半衰期长的优势，又有脂溶性β受体阻滞剂口服吸收率高的优势。该药可中度透过血脑屏障，既可阻断部分β1受体，又可减少中枢神经系统的不良反应。 3. 根据是否具有内在拟交感活性（ISA） 某些β受体阻滞剂除阻断受体外，还可激动部分β受体，将其称之为内在拟交感活性（ISA），如阿替洛尔、吲哚洛尔等。但这种拟交感活性较弱，一般容易被其阻断作用所掩盖。 表1. β受体阻滞剂的分类
文件编号：TP-AR-L7849 In Terms Of Organization Management, It Is Necessary To Form A Certain Guiding And Planning Executable Plan, So As To Help Decision-Makers To Carry Out Better Production And Management From Multiple Perspectives. （示范文本） 编订：_______________ 审核：_______________ 单位：_______________ 有关国内生态环境安全的研究(正式版)
有关国内生态环境安全的研究(正式 版) 使用注意：该安全管理资料可用在组织/机构/单位管理上，形成一定的具有指导性，规划性的可执行计划，从而实现多角度地帮助决策人员进行更好的生产与管理。材料内容可根据实际情况作相应修改，请在使用时认真阅读。 从我国目前情况来看，生态安全的重点主要是土 地、水源、天然林、地下矿产、动植物种质资源、大 气等自然资源。同时，从维护国家利益出发，解决好 外交和外贸领域的生态环境问题。近年来，我国生态 环境保护已经引起各级党政领导的重视，取得了一定 进展。但应看到，我国生态环境基础原本就脆弱；庞 大的人口对生态环境又造成了重大的、持久的压力； 我国虽已确定以可持续发展作为国家战略，但是以牺 牲环境求发展的传统发展模式依然对生态环境造成了 很大冲击和破坏。因此，我国生态环境形势严峻。就
当前来说，影响生态安全的主要问题有四大方面。 1国土安全问题 国土资源是一个国家人民生存的最基本条件，是人类栖居的基地和衣食的基本来源，就是在人类科学技术高度发展的今天，国土资源的多寡和优劣仍然是决定一个国家安全度的重要方面，特别是对于像中国这样一个人口众多的发展中国家来说，更是一个先决性条件。当前中国国土资源面临着诸多问题，构成了对生态安全的严重威胁。其主要表现在以下几个方面。 1.1水土流失严重 据近期遥感调查，目前我国水土流失面积为355.56万km2，占国土面积的37.42％，每年流失表层土在50亿t 以上，丧失的肥力高出全国化肥的产量。这不仅造成巨大经济损失，而且使土壤肥力不断