生态危险度评定及其应用
作者：Ralgh G.Stahl Jr. 付立杰
单位：美国杜邦公司环境评价治理部，美国 19805
关键词：生态；危险度评定；应用
卫生研究\990423 摘要 生态危险度评定与环境毒理学的联系十分紧密，是当今环境科学的众多学科中发展最为迅速的一个新兴分支学科。本文综合美国环保署(EPA)、加拿大环保局和欧州共同体的生态危险度评定指导原则和有关文献，结合作者在这方面的亲身经验，概括地介绍了生态危险度评定的主要内容和基本过程，以及生态危险度评定的实际应用。
中图分类号 R994.6
Ecological risk assessment and its application
Ralgh G.Stahl Jr.，Li-jie Fu1
, http://www.100md.com
Dupont Company,Barley Mill Plaza，Wilmington,Delaware 19805,USA
Ecological risk assessment, closely linked to environmental toxicology, is becoming one of the most widely expanding disciplines in environmental science. A number of frameworks for ecological risk assessment have been developed by the USEPA, Environment Canada and European Commission in recent years. This review described the common elements, the process and steps of ecological risk assessment. In addition to drawing upon the recent published literature, we have developed some examples of applications based on our collective experiences in conducting ecological risk assessments.
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Key words: ecology, risk assesment, application
生态危险度评定(ecological risk assessment)是评估由于接触暴露于环境压力因素对生态受体造成危害的可能性及其危害程度的过程，在生态危险度评定中，环境中各种可能危害生态系统的因素(化学、生物、物理)统称为压力因素(stressor)或生态压力因素；生态受体(ecological receptor)是指暴露于压力因素的各种植物、动物、以及其它生态资源。生态危险度评定与环境毒理学紧密联系，是当今环境科学的众多学科中发展和扩充最为迅速的一个新兴的分支学科。
1992年，美国环境保护署(EPA)广泛征求各方面意见的基础上，首先提出了生态危险度评定的框架(framework)[1]。1994年和1996年，欧洲共同体和加拿大也相继公布了各自的生态危险度评定框架[2、3]。在经过数年的应用实践之后，美国EPA最近对其原拟的生态危险度评定框架进行了一些修改和补充，并在1996年作为指导原则(试行)正式颁布[4]。
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1 生态危险度评定的基本过程
尽管上述各国的生态危险度评定的框架或指导原则有所不同，但基本上都是以美国EPA的框架和指导原则为基础延伸而成的，即都包括三个阶段和若干具体步骤。现以美国EPA最近公布的指导原则为基础，对生态危险度评定的基本过程作一简要介绍(见图)。
1.1 问题形成阶段(problem formulation)
是生态危险度评定的第一个阶段，主要目的是确定研究方向、研究范围和时限，包括收集已有资料、评估研究观察终点、建立概念模型，拟定分析计划等步骤。在这个阶段，评定专业人员与危险度管理和决策人员之间的联系、交流和讨论十分重要。对于评定人员来讲、通过讨论和交流，可以对与评定课题有关的法规和政策、研究评定目的、危险度管理的目标、评定研究的时间要求和安排，以及经费计划等有非常清楚的了解[5]。危险度管理的目标是指管理决策人员预期达到的目的，或者是某项治理可望达到的效果。例如，可以把鸟群喂养成活率提高10%作为危险度管理的目标。有时危险度管理的目标可以与危险度评定的研究观察终点相同，从而使危险度评定有明显的生态保护意义[4]。
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既往资料的收集和评价是问题形成阶段的一项重要内容。按照美国EPA的解释，收集、整理和评价已有的各种资料，包括接触源和接触特征、生态系统和社区的有关特征、以及生态效应等方面的资料，可以减少工作量和某些不必要的重复。但是，由于国内生态危险度评定工作开展的还较少，故这一步骤应该充分参考国外的有关资料和国内的相关研究，使整个危险度评定方案的设计更加合理。
概念模型(conceptual model)是在问题形成阶段拟出的，以图形或文字来表达潜在的生态危险度，具体地说，概念模型是用书面形式来表达何种生态受体处于受危害状态，为何处于这种危害，生态压力因素和接触之间是如何联系的等等(见图)。如果所拟的概念模型有错误，生态危险度的评定就不可能为生态危险度的管理或环境决策提供有价值的信息资料。为了避免这种情况的发生，应该十分注意概念模型一定要合理并合乎实际，并且要在进行危险度评定的其它步骤之前，与危险度管理、决策人员共同商量和拟定评定课题的概念模型。
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附图 生态危险度评定过程(美国EPA，1996)
危险度评定的课题计划，应该在问题形成阶段拟定出来。计划应该包括评定范围、评定终点、评定时限、所有的观察和测量终点(指标参数)等。计划的拟定过程中一定要有危险度管理和决策人员参与，并最终得到他们的同意或认可，其中各种测定指标的选择非常关键。例如，毒性试验、社区本底调查、植物群和动物群调查中都有各种测定终点或参数。选择测定终点的关键，是要选用那些与评定终点有直接联系、便于测定、其结果可以用来说明解释压力因素对生态受体之潜在影响的指标和参数。
问题形成阶段的最后一步，是制订出一个详细的危险度分析计划。这个分析计划应该具体地说明所有的测量(定)终点及其意义，整个生态危险度评定过程中所产生的各种数据和资料，并列出这些数据资料收集的各种方法、途径及其具体过程。
1.2 分析阶段(Analysis phase)
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生态危险度评定的分析阶段主要包括两大部分工作：接触评定和生态效应评定。
在收集接触评定和效应评定的资料之前，尤其是在有关的实验室和现场研究开始之前，应该首先确定数据资料的质量标准，即数据/资料质量目标(data quality objective，DQS)。数据资料的质量标准包括各种数据和资料的允许误差、数据资料的精确度和准确度、数据资料的接受和采用标准，以及如何说明和解释所采用的数据和资料等等。不论是实验研究和现场调查人员，产生数据或分析这些数据资料的评定专业人员，都应对采用数据/资料的质量目标和要求十分清楚，明确为什么需要和如何应用这些资料等，以便分析评定的各个方面衔接一致，确保数据资料及评定结果的可靠性。
1.2.1 接触评定：接触分为直接接触和间接接触
直接接触是指生态受体本身直接暴露于压力因素，如蚯蚓在其土壤环境中接触某些毒物；间接接触则指生态受体通过接触另一种生物而暴露于压力因素，如食鱼的鸟类通过食用体内含有毒物质的鱼类而接触到有毒物质。
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接触评定步骤首先是评估生态受体可能暴露于压力因素的途径，即接触暴露途径，例如，通过食用污染的鱼类而接触到有毒物质，则接触途径为经口摄入。其次是要评估接触压力因素的频率、程度和持续时间，以进一步确定压力因素与接触途径之间的联系是否完全确立。换言之，是要肯定生态受体确实暴露于该压力因素。生态危险度是由生态受体接触暴露于压力因素所致，两者缺一不可。没有压力因素或者没有生态受体，生态危险度就不复存在。因此如果评估中发现并不能完全肯定暴露途径，就不必继续进行有关的生态危险度评定[7]。
生物利用度(bioavailability)是指生态受体实际暴露于压力因素的浓度(或剂量)，是接触评定的一个重要概念，例如，化学分析测定发现土壤中含有100mg/kg的污染物，但该物有部分与土壤紧密结合，只有未与土壤结合的部分才有可能通过经皮接触进入蚯蚓体内，一般地说，土壤、水或沉渣等周围媒介中的毒物含量，并不是生态受体实际接触的浓度或剂量。在生态危险度评定中，如果只有周围媒介的测定分析资料，而没有生物利用度方面的信息，则可能导致过高地估计生态受体的暴露。
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在生态危险度评定过程中，为了取得生物利用度方面的资料，经常要用二种实验研究或现场调查方法，一种是用化学分析方法直接测定被捕食动物体内的毒物含量。第二种是直接测定所评定的生态受体(如食鱼的鸟类)组织中的毒物含量，如果采用第一种方法，则还需要进一步评估被捕食动物的数量、有机毒物的含量，并由此估算究竟有多少毒物进入了捕食动物的组织。若选用第二种方法，就要进一步了解捕食动物的食物构成，即各种被捕食动物的含量、比例和频率等，用这2种方法取得的生物利用度数据和资料，都对危险度评定尤其是接触评定有直接的重要意义。
1.2.2 生态效应评定
是分析阶段的另一项重要内容，也可能需要进行某些实验室和现场研究。其中毒理学研究和群体/社区范围的研究，是生态效应评定中最重要的2类资料：
(1)毒理学研究——包括用不同种属的生物，如鱼、无脊椎动物、藻类以及植物等，对土壤、水、沉渣进行的各种试验研究，其目的是观察了解环境毒物或受污染的媒介对生物种属(生态受体)之影响。但是，除了少数可反映对群体/社区水平的影响来作为观察终点(如繁殖和发育试验等)之外，大多数毒性实(试)验研究并不能反映压力因素对生态群体的影响。有鉴于此，有些学者认为不应把有限的资源过多地投入到那些只观察某种属/个体影响的毒性研究中去[8]；
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(2)群体和区域水平的研究——生态效应评定的另一类研究，是在现场对生态受体栖居的区域进行生物富集性(abundance)和多样性对调查的影响。这类研究可以提供对该区域生态系统的大体了解，包括生态受体的种属、数目、以及它们的健康状况。如果这一区域的生物分布有偏斜(某耐受污染的生物种属占优势)，则提示该区域已经受到生态压力因素的影响，需要进一步调查以得出科学的结论。这时就要选择另一个不存在上述压力因素的区域作为参照区域，用同样的方法和指标进行调查研究。如果调查结果发现这2个区域有明显的差异，则表明对污染区域生态系统的影响确系压力因素的危害所致；若2个区域的调查结果相似，则说明暴露于这种压力因素没有对污染区域的生态受体造成明显的影响；如果污染区域的生物分布和种属都明显地低于参照区域，则是该压力因素对污染区域的生态群体都已造成明显影响的有力证据。其它资料包括种属生育繁殖力(fecundity)生命阶段分析(life-stage analysis)，乳幼动物数目和比例，某些鸟类的筑巢/喂养成功率等指标，都可以为研究区域生物群体的健康状况提供计数或者计量的资料和证据。群体和区域水平的研究，也存在着一些困难和问题。首先是一般都有许多混杂因素影响着观察结果。例如，生态受体分布和多样性的改变，可以是受季节的影响，或者是与食物可利用程度的改变有关，抑或是生态受体适宜生存环境的变化，或者是由自然疾病所引起的。
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1.2.3 生态系统及受体的特征
分析阶段的第三个步骤，是描述处于潜在危害的生态系统和生态受体的特征。从现有的生态危险度评定案例来看，绝大多数情况下，这一步骤是通过现场调查，有时是完全根据已有资料来完成的。如果是用已有文献资料来描述处于潜在危害的生态系统/生态受体的特征，最好是尽可能地使用所评定区域的资料，而不要依赖于一般性的调查资料。因为这些一般性的资料很可能与所评定区域关系不大。如果没有所评定区域的新资料，所选定的生态受体就未必合适，对生态系统特征的描述就可能是错误的。
1.3 危险度特征阶段(risk charactrization phase)
危险度特征阶段是生态危险度评定过程的最后一个阶段，主要包括三个步骤：危险度描述、危险度评定和不肯定性分析。
1.3.1 危险度描述(risk description)
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危险度描述是用文字详细地说明生态压力因素具有的危害的类型(种类)，受到压力因素危害的生态主体，以及可能影响压力因素危害作用的因素等。压力因素危害的类型可以是受到危害的生态受体繁殖能力丧失、发育和行为异常、生长或增长迟缓等。在危险度描述部分，应尽可能详细地描述压力因素是如何作用于生态受体以致引起生态有害效应的，为什么生态受体会受到压力因素的危害包括受体如何暴露于压力因素，为何会发生(出现)接触暴露，在哪些接触暴露条件下会引起受体的有害影响等等。
1.3.2 危险度评估(risk estimaticn)
是把上述危害进一步定量地描述说明，即评估说明这种危害有多大或者是出现的机会有多少。根据生态危险度评定的目的和要求，评估者可以选择估算值(点估计)或者是估算范围作为评估的结果，也可以用误差播散模型(error propagation)来计算危险度的评估值。在某些情况下用统计模型方法来计算，可以明显地提高评估的科学性和可信程度。虽然目前各种概率模型方法还没有广泛地应用于生态危险度评定，但这将是今后数年内生态危险度评定的一个发展方向，无疑将会迅速发展并得以广泛应用[6]。
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危害系数(hazard quotient,HQ,环境接触暴露/毒性参数值)是估算潜在危害点值的一种方法，可用于绝大多数的生态危险度评定，是目前应用最广泛的方法。危害系数方法源于“阈值”这一毒理学的基本概念，即低于此阈值的暴露不致引起对生物体的有害影响。建立阈值的主要依据是毒理学的试验研究和现场调查。计算危害系数时，一般是先根据毒理试验或现场研究结果选择作用浓度(NOAEL)，最低无作用浓度(LOAEL)等作为指标，然后再根据实验和现场研究的具体设计进一步修改或调整。例如，若NOAEL是从急性研究结果计算而来，一般是再把此值除以10，以使其能够反映慢性接触；如果NOAEL是由一个动物种属的研究结果获得，而可能与被评定的生态受体有种属差异，则也应再除以一个系数(10，100)，以调整和修正估算值的不肯定性。经过调整和修正的这些毒性指标称为毒性参考值(toxicity reference value TRV),是求得危害系数的分母。危害系数的分子是所估计的实际暴露剂量(浓度)，可以是既往实际接触暴露的水平，或者是评定条件下预期可能接触暴露的水平。接触暴露水平和毒性参考值的比例就是生态危险度评定中常用的危害系数。危害系数大于1，则提示如果超过预期接触水平(即可接受的接触暴露浓度)，可能就会有一定的危险性。如果生态受体是接触暴露于多种压力因素(混合压力因素)，可以分别计算危害系数，然后把这些危害系数相加，相加所得的危害系数之和，又称为危害指数(hazard index)。
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1.3.3 不肯定性分析(uncertainty analysis)生态危险度评定中的不肯定性特指评定中那些尚不知道或对没有把握的可影响危害作用的因素。不肯定性分析是评定者用文字描述记录危险度评定的各种不肯定性，以及这些不肯定性可能对评定结果造成的影响。常用的不肯定性分析方法是分类分析，即把各个环节或过程分门别类的具体分析[9]。例如，分析整个评定过程中的所有外推，可能发现毒性参考值是从实验资料所得，此值若要外推用到现场实际就显然存在着不肯定性。另外，评定中所有的有关生态压力因素的资料可能不是直接对所评定的生态受体而是替代种属(surragate spacies)影响的资料，这种不同种属间的外推就不可避免地存在着不肯定性。对从事评定的专业人员来讲，主要任务是说明和分析不肯定性，而不是一定要提出解决不肯定性的办法。但是，如果不肯定性大到足以影响评定结果的可靠性，则应考虑再从问题形成阶段开始重新评定。这时，由于资料的收集和解释比较容易，所以可能不需要再经过每一个步骤和细节。
1.4 危险度管理(risk management)
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生态危险度评定的结果，主要是为危险度的管理和决策提供科学依据，帮助确定采取何种生态保护或治理措施，以减轻生态危险度(即生态压力)，这一过程称为危险度管理。危险度管理除了主要依据于科学外，还要考虑政治、社会、以及经济等其它多种因素。因此，危险度管理本身受到经济、政治、社会、以及工程技术的可行性等方面的影响，并不完全是一种科学的评估过程，所以生态危险度评定的框架不包括危险度管理。这主要是考虑要把纯粹科学的危险度评定与制定政策所需的危险度管理区别开来，以便使危险度评定尽可能地不受政治、社会、经济以及工程技术可行性等危险度管理方面的影响，不致为了危险度管理的需要过早地得出危险度评定的结论，或者在危险度评定过程中迎合制定管理政策的需要。但是，尽管我们把危险度评定与危险度管理人为地分开，实际上两者有着紧密的关联。在危险度评定的过程中，评定者应与管理者加强联系和交流，使危险度评定面对实际、结合实际，为危险度管理的实际需要提供科学合理的依据。
2 环境毒理学和生态危险度评定的应用
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环境毒理学和生态危险度评定，都可为环境和生态保护提供科学基础，是制定这类政策的重要工具。目前，环境毒理学和生态危险度评定主要应用于以下四个方面：
2.1 鉴定新旧化学物的毒性以及对环境和生态的影响
对化学物的毒性鉴定，目前早已不仅是识别这些化学物对人类的潜在危害，而是要同时考虑它们对环境和生态的潜在有害影响。一方面，许多国家已明确规定，新化学物进入市场之前，必须有毒性鉴定(包括对环境影响)的研究资料；另一方面，有些上市多年的化学物虽然曾进行过毒性试验，但由于当时的科学认识水平和技术水平的限制，也需要进行一些补充测试或研究。
环境毒理学应用于新旧化学物的鉴定，大体经历了3个发展阶段：第一个阶段始于本世纪40年代，最初只是用简单易行的方法来测定已经上市的各种化学物的急性毒性(LD50 EC50等)；60～70年代，大量新化学物合成上市，使这方面的测试急剧增加，测试了许多化学物的急性毒性；80年代早期，环境毒理学在化学物毒性鉴定方面的应用进入了第二个发展阶段，其主要标志包括开始强调新化学物上市前必须进行毒性测试，毒性研究的范围也从单纯急性毒性测试拓宽到慢性毒性测试和非致死实验终点的各种毒性研究。伴随各种法律、法规对环境毒理学研究要求的不断增加，这几方面一直在不断发展并延续至今。从90年代初期开始，这方面的发展进入了第三个阶段，环境毒理学开始进行一些更为全面和复杂的毒性试验，常用几个种属的非水生或陆栖动物来测定新化学物的急性毒性、慢性毒性和亚致死毒性效应(见附表)。这一发展阶段的另一个显著特点是分析化学的应用不断增加，用各种分析化学方法分析测定受试物在媒介中的浓度已逐渐成为常规。对那些过去进行的，没有配以化学分析测定的毒性试验，人们已在怀疑这些试验结果的可靠性。例如，某些化学物可以与水发生反应并很快降解，如果毒性试验没有配合化学分析，就很难确定其毒性结果究竟是受试物本身，还是它们的代谢产物。正因为如此，许多早已在市场上应用多年的化学物，主要是那些可能引起环境危害的化学物，包括高毒性、难降解、有生物富集性的化学物，以及可以干扰生殖激素功能的化学物，都正在进行一些更深入的毒性研究。尤其是对可能干扰生殖激素功能的环境化学物正日益受到关注，这是由于即使这类化合物在环境中的浓度很低，也可以对自然和野生动物(包括爬行动物和鸟类)的繁殖功能产生有害影响[10]。
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2.2 污染物治理(Waste site)
对污染物处理场(厂)的环境毒理学研究和生态危险度评定，早期基本上都是用水生物来进行各种毒性测试[11，12]。而近来的发展，则主要是用各种陆栖野生动物来进行研究和评定。过去10～15年来，美国在污染处理(场)厂对陆栖野生动物的影响方面进行了大量研究。这主要是因为美国有专门的法律和法规，要求必须对污染物处理场(厂)进行环境和生态影响的研究与评定，其它国家尚无这类专门的法律和法规，因而这方面的研究开展的也较少。
污染物处理场(厂)的危险度评定，一般都比较困难，主要原因有：1)污染处理场(厂)的土壤、水、草木植物或沉渣中的污染物，一般以多种混合污染的形式存在，很少是单一污染物。这就使识别和确定是哪种或哪几种污染物会导致生态危害非常困难，有时甚至不可能识别和确定；2)对生态受体的影响，可能早在污染物开始排放或污染发生时就已经出现。在经过一段时间之后，由于环境气候的影响，这些污染物的毒性或生物利用度都可能降低。这些改变以及其它诸多因素都成为危险度评定中的不肯定因素，无疑会影响或改变对生态受体接触暴露和危险度的评估；3)多数都能缺乏污染发生之前的历史资料和基础数据，无法比较污染(压力因素)出现前后的情况，难以完整全面地描述危险度特征，致使危险度评定(assessment)实际上变成了危险度评估(estimation)。附表 环境毒理学常用试验方法一览 受试媒介
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试验名称
受试生物体
常用实验种属
研究方法
应用与价值
海水和淡水
鱼类半数
致死浓度
(LC50)
海水和淡水硬骨鱼；温水或冷水种属
黑头呆鱼Fathead minnow (fw,ww)
红鳟鱼Rainbow trout (fw,cw)
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斑马鱼Zebra fish (fw,ww)
羊头原鲷Sheephead minnow (mw,ww)
FDA3鱼Killifish (mw,ww)
静式或动式染毒，定期观察致死性和其它效应；实验周期常为24，48，72或96小时
静式染毒主要用于在水中稳定的受试物；或者是在需要一个快速、经济的实验结果时应用。
动式染毒用来测试在水中不稳定、或者是会引起溶解氧降低的受试物。
无脊椎动物半数效应浓度(EC50)或半数致死浓度
淡水和海水无脊动物；温水或冷水种属
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水蚤(Daphnia,sp.) Cerio daphnia
糠属虾(Mysid)
草虾(Grass)
牡蛎(Oyester) Copepod
静式或动式，观察其致死性或不动性(lmmobilization)
同上
水藻类半数效应浓度
淡水和海水藻类
硅藻(Dicitoms)
绿藻
兰-绿藻
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主要用静式，在24，48或72小时内观察细胞数目和重量改变
用来了解对原生物(primary producers)效应。
海水和淡水沉淀物
固定相沉淀试验
海水和淡水无脊椎动物，主要用温水种属
端足类甲壳动物(amphipods)
昆虫
贫毛类环虫(Oligochaetes)
静式或动式，观察动物的存活数。也可观察试验期间的生长情况，急性10天，慢性28天
用于了解沉淀的毒性。由于实验设计原因，可能不一定提供LC50或EC50资料
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土壤
土壤生态毒性试验
贫毛类环虫植物
蚯蚓
快速发芽的植物种子(Com,radish等)
用蚯蚓时，在有土壤的容器内加入受试物，急性接触(10天)或慢性接触(20天)后取出；
用植物和种子时，接触暴露3—7天取出，检查种子发芽和根茎生长
蚯蚓试验检测对土壤的潜在影响，或者了解生物累积(bioaccumulation)；
植物试验用于快速确定土壤中的受试物对有关植物的生理毒性
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2.3 工业和民用设施的施工和排放许可
许多国家都制定有法律或法规，规定在工业污染物排放入空气、水或土壤之前，必须首先申请排放许可。美国和几个发达国家还规定，作为发放排放许可的一部分，排放单位在取得排放许可之后，也必须定期监测污染物的浓度和毒性。这些规定和要求，极大地促进了生物监测这一新领域的诞生和发展。而对市政设施污染物的排放，基本上还没有这类详细的规定和要求，发展也比较缓慢。
在工业污染排放的监测治理方面，近年来开始应用一种较新的技术方法——毒性降低评价(toxicity reduction evaluation,TRE)和毒性识别评价(toxicity ldentification evaluation,TIE)。这项把环境毒理学和分析化学相结合的技术方法，旨在识别和去除污染物(主要是工业废水中的污染物)的毒性，或者是去除毒性高的污染物。毒性识别评价是毒性降低评价的一个主要步骤，是把分析化学和环境毒理学研究相结合，用来发现引起毒性的物质，然后根据毒性大小、来源和作用机制，用物理、化学或生物治理方法来去除引起毒性的物质。在工业废水排放的常规生物监测过程中，如发现有毒性问题，多采用这种方法，通过毒性识别和毒性降低评价来继续保持工业废水的排放符合许可标准的要求[13]。就不仅仅是停留在发现问题，而是在不需要进行大量试验的情况下，提供了解决问题的科学方法，为进一步彻底治理提供了科学依据，成为现代毒理学直接为经济建设和保护环境的有力工具。
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环境毒理学和生态危险度评定应用的另一个主要方面，是如何评价新建工业和市政设施，或者土地开发对生态资源的压力或有害的影响。一般认为对生态影响的危险度评定，应该在施工之前就已全面进行并完成，以确定建设项目或区域的开发是否应该进行，是否应建设在所拟区域。在这方面，目前有两种不同的观点，一种认为建设和开发过的区域已经受到了环境和生态的压力，新增加的建设开发项目的压力不致使生态压力增加太多，不至于构成很大的生态或环境问题，所以新建项目应该放在已经开发的区域；另一种观点则认为，已经开发的区域，正在承受着工业和人口的压力，不应该再增加其生态压力，因此应该严格限制(控制)已开发的区域搞新的建设项目，以免对生态和环境造成更为严重的远期效应。
2.4 自然资源和管理
环境毒理学和生态危险度评定用于自然资源的科学管理已有多年，主要是用来管理与人类商业活动有关的各种重要的自然资源，如鱼类、树木、野生动物、以及野生物等等。例如，美国的自然资源管理部门每年都公布各种受保护的动植物允许被开采或商业使用的程度，其主要的科学依据就是生态危险度评定。生态危险度在这方面的应用，主要是确定合理开采或使用的水平(程度)，以保护自然资源的可继续生存。对自然资源进行生态危险度评定，必须考虑到被评定的自然资源种属已经面临的危险度，评估商业开采或使用程度(水平)可能增加的危险度，以确定可接受的(合理的)商业开采或使用的水平。近年来，生态危险度评定还被用于评价外来或非本土(exotic or non-native)引进的自然种属。例如，为了减少河流中某些阻碍其它种属生长的水生植物，美国曾考虑把草鲤鱼(grass carp. 可食用某些有害的水生植物)引入本国的某些河流中。但是，草鲤鱼原本并非美国本土的种属，引进草鲤鱼会否因过度拥挤而影响其它重要的动物或植物种属，抑或因其生存能力强于本地已有种属，而使其失去适宜生存环境等而最终导致生态危险度的增加，这些问题就需要用生态危险度评定的方法来为最终决策提供科学依据。
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作者简介：Ralgh G.Stahl Jr.，男，博士，高级研究员
付立杰 美国跨世纪有限公司
参考文献
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12.Fu, LJ, Staples RE, Stahl RG. Assessing acute toxicity of pre-and post-treatment industrial waste waters with Hydra attenuata: A comparative study of acute toxicity with fathead minnow,Pimephaales promelas. Environ Toxicol Chem. 1994,13(4):563—569
13.Stahl RG Jr. and Fu LJ. Ecological toxicology and ecological risk assessment. Chinese J Pharmacol Toxicol. 1997,11(2):109
1999-03-10收稿, http://www.100md.com
单位：美国杜邦公司环境评价治理部，美国 19805
关键词：生态；危险度评定；应用
卫生研究\990423 摘要 生态危险度评定与环境毒理学的联系十分紧密，是当今环境科学的众多学科中发展最为迅速的一个新兴分支学科。本文综合美国环保署(EPA)、加拿大环保局和欧州共同体的生态危险度评定指导原则和有关文献，结合作者在这方面的亲身经验，概括地介绍了生态危险度评定的主要内容和基本过程，以及生态危险度评定的实际应用。
中图分类号 R994.6
Ecological risk assessment and its application
Ralgh G.Stahl Jr.，Li-jie Fu1
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Dupont Company,Barley Mill Plaza，Wilmington,Delaware 19805,USA
Ecological risk assessment, closely linked to environmental toxicology, is becoming one of the most widely expanding disciplines in environmental science. A number of frameworks for ecological risk assessment have been developed by the USEPA, Environment Canada and European Commission in recent years. This review described the common elements, the process and steps of ecological risk assessment. In addition to drawing upon the recent published literature, we have developed some examples of applications based on our collective experiences in conducting ecological risk assessments.
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Key words: ecology, risk assesment, application
生态危险度评定(ecological risk assessment)是评估由于接触暴露于环境压力因素对生态受体造成危害的可能性及其危害程度的过程，在生态危险度评定中，环境中各种可能危害生态系统的因素(化学、生物、物理)统称为压力因素(stressor)或生态压力因素；生态受体(ecological receptor)是指暴露于压力因素的各种植物、动物、以及其它生态资源。生态危险度评定与环境毒理学紧密联系，是当今环境科学的众多学科中发展和扩充最为迅速的一个新兴的分支学科。
1992年，美国环境保护署(EPA)广泛征求各方面意见的基础上，首先提出了生态危险度评定的框架(framework)[1]。1994年和1996年，欧洲共同体和加拿大也相继公布了各自的生态危险度评定框架[2、3]。在经过数年的应用实践之后，美国EPA最近对其原拟的生态危险度评定框架进行了一些修改和补充，并在1996年作为指导原则(试行)正式颁布[4]。
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1 生态危险度评定的基本过程
尽管上述各国的生态危险度评定的框架或指导原则有所不同，但基本上都是以美国EPA的框架和指导原则为基础延伸而成的，即都包括三个阶段和若干具体步骤。现以美国EPA最近公布的指导原则为基础，对生态危险度评定的基本过程作一简要介绍(见图)。
1.1 问题形成阶段(problem formulation)
是生态危险度评定的第一个阶段，主要目的是确定研究方向、研究范围和时限，包括收集已有资料、评估研究观察终点、建立概念模型，拟定分析计划等步骤。在这个阶段，评定专业人员与危险度管理和决策人员之间的联系、交流和讨论十分重要。对于评定人员来讲、通过讨论和交流，可以对与评定课题有关的法规和政策、研究评定目的、危险度管理的目标、评定研究的时间要求和安排，以及经费计划等有非常清楚的了解[5]。危险度管理的目标是指管理决策人员预期达到的目的，或者是某项治理可望达到的效果。例如，可以把鸟群喂养成活率提高10%作为危险度管理的目标。有时危险度管理的目标可以与危险度评定的研究观察终点相同，从而使危险度评定有明显的生态保护意义[4]。
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既往资料的收集和评价是问题形成阶段的一项重要内容。按照美国EPA的解释，收集、整理和评价已有的各种资料，包括接触源和接触特征、生态系统和社区的有关特征、以及生态效应等方面的资料，可以减少工作量和某些不必要的重复。但是，由于国内生态危险度评定工作开展的还较少，故这一步骤应该充分参考国外的有关资料和国内的相关研究，使整个危险度评定方案的设计更加合理。
概念模型(conceptual model)是在问题形成阶段拟出的，以图形或文字来表达潜在的生态危险度，具体地说，概念模型是用书面形式来表达何种生态受体处于受危害状态，为何处于这种危害，生态压力因素和接触之间是如何联系的等等(见图)。如果所拟的概念模型有错误，生态危险度的评定就不可能为生态危险度的管理或环境决策提供有价值的信息资料。为了避免这种情况的发生，应该十分注意概念模型一定要合理并合乎实际，并且要在进行危险度评定的其它步骤之前，与危险度管理、决策人员共同商量和拟定评定课题的概念模型。
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附图 生态危险度评定过程(美国EPA，1996)
危险度评定的课题计划，应该在问题形成阶段拟定出来。计划应该包括评定范围、评定终点、评定时限、所有的观察和测量终点(指标参数)等。计划的拟定过程中一定要有危险度管理和决策人员参与，并最终得到他们的同意或认可，其中各种测定指标的选择非常关键。例如，毒性试验、社区本底调查、植物群和动物群调查中都有各种测定终点或参数。选择测定终点的关键，是要选用那些与评定终点有直接联系、便于测定、其结果可以用来说明解释压力因素对生态受体之潜在影响的指标和参数。
问题形成阶段的最后一步，是制订出一个详细的危险度分析计划。这个分析计划应该具体地说明所有的测量(定)终点及其意义，整个生态危险度评定过程中所产生的各种数据和资料，并列出这些数据资料收集的各种方法、途径及其具体过程。
1.2 分析阶段(Analysis phase)
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生态危险度评定的分析阶段主要包括两大部分工作：接触评定和生态效应评定。
在收集接触评定和效应评定的资料之前，尤其是在有关的实验室和现场研究开始之前，应该首先确定数据资料的质量标准，即数据/资料质量目标(data quality objective，DQS)。数据资料的质量标准包括各种数据和资料的允许误差、数据资料的精确度和准确度、数据资料的接受和采用标准，以及如何说明和解释所采用的数据和资料等等。不论是实验研究和现场调查人员，产生数据或分析这些数据资料的评定专业人员，都应对采用数据/资料的质量目标和要求十分清楚，明确为什么需要和如何应用这些资料等，以便分析评定的各个方面衔接一致，确保数据资料及评定结果的可靠性。
1.2.1 接触评定：接触分为直接接触和间接接触
直接接触是指生态受体本身直接暴露于压力因素，如蚯蚓在其土壤环境中接触某些毒物；间接接触则指生态受体通过接触另一种生物而暴露于压力因素，如食鱼的鸟类通过食用体内含有毒物质的鱼类而接触到有毒物质。
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接触评定步骤首先是评估生态受体可能暴露于压力因素的途径，即接触暴露途径，例如，通过食用污染的鱼类而接触到有毒物质，则接触途径为经口摄入。其次是要评估接触压力因素的频率、程度和持续时间，以进一步确定压力因素与接触途径之间的联系是否完全确立。换言之，是要肯定生态受体确实暴露于该压力因素。生态危险度是由生态受体接触暴露于压力因素所致，两者缺一不可。没有压力因素或者没有生态受体，生态危险度就不复存在。因此如果评估中发现并不能完全肯定暴露途径，就不必继续进行有关的生态危险度评定[7]。
生物利用度(bioavailability)是指生态受体实际暴露于压力因素的浓度(或剂量)，是接触评定的一个重要概念，例如，化学分析测定发现土壤中含有100mg/kg的污染物，但该物有部分与土壤紧密结合，只有未与土壤结合的部分才有可能通过经皮接触进入蚯蚓体内，一般地说，土壤、水或沉渣等周围媒介中的毒物含量，并不是生态受体实际接触的浓度或剂量。在生态危险度评定中，如果只有周围媒介的测定分析资料，而没有生物利用度方面的信息，则可能导致过高地估计生态受体的暴露。
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在生态危险度评定过程中，为了取得生物利用度方面的资料，经常要用二种实验研究或现场调查方法，一种是用化学分析方法直接测定被捕食动物体内的毒物含量。第二种是直接测定所评定的生态受体(如食鱼的鸟类)组织中的毒物含量，如果采用第一种方法，则还需要进一步评估被捕食动物的数量、有机毒物的含量，并由此估算究竟有多少毒物进入了捕食动物的组织。若选用第二种方法，就要进一步了解捕食动物的食物构成，即各种被捕食动物的含量、比例和频率等，用这2种方法取得的生物利用度数据和资料，都对危险度评定尤其是接触评定有直接的重要意义。
1.2.2 生态效应评定
是分析阶段的另一项重要内容，也可能需要进行某些实验室和现场研究。其中毒理学研究和群体/社区范围的研究，是生态效应评定中最重要的2类资料：
(1)毒理学研究——包括用不同种属的生物，如鱼、无脊椎动物、藻类以及植物等，对土壤、水、沉渣进行的各种试验研究，其目的是观察了解环境毒物或受污染的媒介对生物种属(生态受体)之影响。但是，除了少数可反映对群体/社区水平的影响来作为观察终点(如繁殖和发育试验等)之外，大多数毒性实(试)验研究并不能反映压力因素对生态群体的影响。有鉴于此，有些学者认为不应把有限的资源过多地投入到那些只观察某种属/个体影响的毒性研究中去[8]；
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(2)群体和区域水平的研究——生态效应评定的另一类研究，是在现场对生态受体栖居的区域进行生物富集性(abundance)和多样性对调查的影响。这类研究可以提供对该区域生态系统的大体了解，包括生态受体的种属、数目、以及它们的健康状况。如果这一区域的生物分布有偏斜(某耐受污染的生物种属占优势)，则提示该区域已经受到生态压力因素的影响，需要进一步调查以得出科学的结论。这时就要选择另一个不存在上述压力因素的区域作为参照区域，用同样的方法和指标进行调查研究。如果调查结果发现这2个区域有明显的差异，则表明对污染区域生态系统的影响确系压力因素的危害所致；若2个区域的调查结果相似，则说明暴露于这种压力因素没有对污染区域的生态受体造成明显的影响；如果污染区域的生物分布和种属都明显地低于参照区域，则是该压力因素对污染区域的生态群体都已造成明显影响的有力证据。其它资料包括种属生育繁殖力(fecundity)生命阶段分析(life-stage analysis)，乳幼动物数目和比例，某些鸟类的筑巢/喂养成功率等指标，都可以为研究区域生物群体的健康状况提供计数或者计量的资料和证据。群体和区域水平的研究，也存在着一些困难和问题。首先是一般都有许多混杂因素影响着观察结果。例如，生态受体分布和多样性的改变，可以是受季节的影响，或者是与食物可利用程度的改变有关，抑或是生态受体适宜生存环境的变化，或者是由自然疾病所引起的。
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1.2.3 生态系统及受体的特征
分析阶段的第三个步骤，是描述处于潜在危害的生态系统和生态受体的特征。从现有的生态危险度评定案例来看，绝大多数情况下，这一步骤是通过现场调查，有时是完全根据已有资料来完成的。如果是用已有文献资料来描述处于潜在危害的生态系统/生态受体的特征，最好是尽可能地使用所评定区域的资料，而不要依赖于一般性的调查资料。因为这些一般性的资料很可能与所评定区域关系不大。如果没有所评定区域的新资料，所选定的生态受体就未必合适，对生态系统特征的描述就可能是错误的。
1.3 危险度特征阶段(risk charactrization phase)
危险度特征阶段是生态危险度评定过程的最后一个阶段，主要包括三个步骤：危险度描述、危险度评定和不肯定性分析。
1.3.1 危险度描述(risk description)
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危险度描述是用文字详细地说明生态压力因素具有的危害的类型(种类)，受到压力因素危害的生态主体，以及可能影响压力因素危害作用的因素等。压力因素危害的类型可以是受到危害的生态受体繁殖能力丧失、发育和行为异常、生长或增长迟缓等。在危险度描述部分，应尽可能详细地描述压力因素是如何作用于生态受体以致引起生态有害效应的，为什么生态受体会受到压力因素的危害包括受体如何暴露于压力因素，为何会发生(出现)接触暴露，在哪些接触暴露条件下会引起受体的有害影响等等。
1.3.2 危险度评估(risk estimaticn)
是把上述危害进一步定量地描述说明，即评估说明这种危害有多大或者是出现的机会有多少。根据生态危险度评定的目的和要求，评估者可以选择估算值(点估计)或者是估算范围作为评估的结果，也可以用误差播散模型(error propagation)来计算危险度的评估值。在某些情况下用统计模型方法来计算，可以明显地提高评估的科学性和可信程度。虽然目前各种概率模型方法还没有广泛地应用于生态危险度评定，但这将是今后数年内生态危险度评定的一个发展方向，无疑将会迅速发展并得以广泛应用[6]。
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危害系数(hazard quotient,HQ,环境接触暴露/毒性参数值)是估算潜在危害点值的一种方法，可用于绝大多数的生态危险度评定，是目前应用最广泛的方法。危害系数方法源于“阈值”这一毒理学的基本概念，即低于此阈值的暴露不致引起对生物体的有害影响。建立阈值的主要依据是毒理学的试验研究和现场调查。计算危害系数时，一般是先根据毒理试验或现场研究结果选择作用浓度(NOAEL)，最低无作用浓度(LOAEL)等作为指标，然后再根据实验和现场研究的具体设计进一步修改或调整。例如，若NOAEL是从急性研究结果计算而来，一般是再把此值除以10，以使其能够反映慢性接触；如果NOAEL是由一个动物种属的研究结果获得，而可能与被评定的生态受体有种属差异，则也应再除以一个系数(10，100)，以调整和修正估算值的不肯定性。经过调整和修正的这些毒性指标称为毒性参考值(toxicity reference value TRV),是求得危害系数的分母。危害系数的分子是所估计的实际暴露剂量(浓度)，可以是既往实际接触暴露的水平，或者是评定条件下预期可能接触暴露的水平。接触暴露水平和毒性参考值的比例就是生态危险度评定中常用的危害系数。危害系数大于1，则提示如果超过预期接触水平(即可接受的接触暴露浓度)，可能就会有一定的危险性。如果生态受体是接触暴露于多种压力因素(混合压力因素)，可以分别计算危害系数，然后把这些危害系数相加，相加所得的危害系数之和，又称为危害指数(hazard index)。
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1.3.3 不肯定性分析(uncertainty analysis)生态危险度评定中的不肯定性特指评定中那些尚不知道或对没有把握的可影响危害作用的因素。不肯定性分析是评定者用文字描述记录危险度评定的各种不肯定性，以及这些不肯定性可能对评定结果造成的影响。常用的不肯定性分析方法是分类分析，即把各个环节或过程分门别类的具体分析[9]。例如，分析整个评定过程中的所有外推，可能发现毒性参考值是从实验资料所得，此值若要外推用到现场实际就显然存在着不肯定性。另外，评定中所有的有关生态压力因素的资料可能不是直接对所评定的生态受体而是替代种属(surragate spacies)影响的资料，这种不同种属间的外推就不可避免地存在着不肯定性。对从事评定的专业人员来讲，主要任务是说明和分析不肯定性，而不是一定要提出解决不肯定性的办法。但是，如果不肯定性大到足以影响评定结果的可靠性，则应考虑再从问题形成阶段开始重新评定。这时，由于资料的收集和解释比较容易，所以可能不需要再经过每一个步骤和细节。
1.4 危险度管理(risk management)
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生态危险度评定的结果，主要是为危险度的管理和决策提供科学依据，帮助确定采取何种生态保护或治理措施，以减轻生态危险度(即生态压力)，这一过程称为危险度管理。危险度管理除了主要依据于科学外，还要考虑政治、社会、以及经济等其它多种因素。因此，危险度管理本身受到经济、政治、社会、以及工程技术的可行性等方面的影响，并不完全是一种科学的评估过程，所以生态危险度评定的框架不包括危险度管理。这主要是考虑要把纯粹科学的危险度评定与制定政策所需的危险度管理区别开来，以便使危险度评定尽可能地不受政治、社会、经济以及工程技术可行性等危险度管理方面的影响，不致为了危险度管理的需要过早地得出危险度评定的结论，或者在危险度评定过程中迎合制定管理政策的需要。但是，尽管我们把危险度评定与危险度管理人为地分开，实际上两者有着紧密的关联。在危险度评定的过程中，评定者应与管理者加强联系和交流，使危险度评定面对实际、结合实际，为危险度管理的实际需要提供科学合理的依据。
2 环境毒理学和生态危险度评定的应用
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环境毒理学和生态危险度评定，都可为环境和生态保护提供科学基础，是制定这类政策的重要工具。目前，环境毒理学和生态危险度评定主要应用于以下四个方面：
2.1 鉴定新旧化学物的毒性以及对环境和生态的影响
对化学物的毒性鉴定，目前早已不仅是识别这些化学物对人类的潜在危害，而是要同时考虑它们对环境和生态的潜在有害影响。一方面，许多国家已明确规定，新化学物进入市场之前，必须有毒性鉴定(包括对环境影响)的研究资料；另一方面，有些上市多年的化学物虽然曾进行过毒性试验，但由于当时的科学认识水平和技术水平的限制，也需要进行一些补充测试或研究。
环境毒理学应用于新旧化学物的鉴定，大体经历了3个发展阶段：第一个阶段始于本世纪40年代，最初只是用简单易行的方法来测定已经上市的各种化学物的急性毒性(LD50 EC50等)；60～70年代，大量新化学物合成上市，使这方面的测试急剧增加，测试了许多化学物的急性毒性；80年代早期，环境毒理学在化学物毒性鉴定方面的应用进入了第二个发展阶段，其主要标志包括开始强调新化学物上市前必须进行毒性测试，毒性研究的范围也从单纯急性毒性测试拓宽到慢性毒性测试和非致死实验终点的各种毒性研究。伴随各种法律、法规对环境毒理学研究要求的不断增加，这几方面一直在不断发展并延续至今。从90年代初期开始，这方面的发展进入了第三个阶段，环境毒理学开始进行一些更为全面和复杂的毒性试验，常用几个种属的非水生或陆栖动物来测定新化学物的急性毒性、慢性毒性和亚致死毒性效应(见附表)。这一发展阶段的另一个显著特点是分析化学的应用不断增加，用各种分析化学方法分析测定受试物在媒介中的浓度已逐渐成为常规。对那些过去进行的，没有配以化学分析测定的毒性试验，人们已在怀疑这些试验结果的可靠性。例如，某些化学物可以与水发生反应并很快降解，如果毒性试验没有配合化学分析，就很难确定其毒性结果究竟是受试物本身，还是它们的代谢产物。正因为如此，许多早已在市场上应用多年的化学物，主要是那些可能引起环境危害的化学物，包括高毒性、难降解、有生物富集性的化学物，以及可以干扰生殖激素功能的化学物，都正在进行一些更深入的毒性研究。尤其是对可能干扰生殖激素功能的环境化学物正日益受到关注，这是由于即使这类化合物在环境中的浓度很低，也可以对自然和野生动物(包括爬行动物和鸟类)的繁殖功能产生有害影响[10]。
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2.2 污染物治理(Waste site)
对污染物处理场(厂)的环境毒理学研究和生态危险度评定，早期基本上都是用水生物来进行各种毒性测试[11，12]。而近来的发展，则主要是用各种陆栖野生动物来进行研究和评定。过去10～15年来，美国在污染处理(场)厂对陆栖野生动物的影响方面进行了大量研究。这主要是因为美国有专门的法律和法规，要求必须对污染物处理场(厂)进行环境和生态影响的研究与评定，其它国家尚无这类专门的法律和法规，因而这方面的研究开展的也较少。
污染物处理场(厂)的危险度评定，一般都比较困难，主要原因有：1)污染处理场(厂)的土壤、水、草木植物或沉渣中的污染物，一般以多种混合污染的形式存在，很少是单一污染物。这就使识别和确定是哪种或哪几种污染物会导致生态危害非常困难，有时甚至不可能识别和确定；2)对生态受体的影响，可能早在污染物开始排放或污染发生时就已经出现。在经过一段时间之后，由于环境气候的影响，这些污染物的毒性或生物利用度都可能降低。这些改变以及其它诸多因素都成为危险度评定中的不肯定因素，无疑会影响或改变对生态受体接触暴露和危险度的评估；3)多数都能缺乏污染发生之前的历史资料和基础数据，无法比较污染(压力因素)出现前后的情况，难以完整全面地描述危险度特征，致使危险度评定(assessment)实际上变成了危险度评估(estimation)。附表 环境毒理学常用试验方法一览 受试媒介
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试验名称
受试生物体
常用实验种属
研究方法
应用与价值
海水和淡水
鱼类半数
致死浓度
(LC50)
海水和淡水硬骨鱼；温水或冷水种属
黑头呆鱼Fathead minnow (fw,ww)
红鳟鱼Rainbow trout (fw,cw)
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斑马鱼Zebra fish (fw,ww)
羊头原鲷Sheephead minnow (mw,ww)
FDA3鱼Killifish (mw,ww)
静式或动式染毒，定期观察致死性和其它效应；实验周期常为24，48，72或96小时
静式染毒主要用于在水中稳定的受试物；或者是在需要一个快速、经济的实验结果时应用。
动式染毒用来测试在水中不稳定、或者是会引起溶解氧降低的受试物。
无脊椎动物半数效应浓度(EC50)或半数致死浓度
淡水和海水无脊动物；温水或冷水种属
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水蚤(Daphnia,sp.) Cerio daphnia
糠属虾(Mysid)
草虾(Grass)
牡蛎(Oyester) Copepod
静式或动式，观察其致死性或不动性(lmmobilization)
同上
水藻类半数效应浓度
淡水和海水藻类
硅藻(Dicitoms)
绿藻
兰-绿藻
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主要用静式，在24，48或72小时内观察细胞数目和重量改变
用来了解对原生物(primary producers)效应。
海水和淡水沉淀物
固定相沉淀试验
海水和淡水无脊椎动物，主要用温水种属
端足类甲壳动物(amphipods)
昆虫
贫毛类环虫(Oligochaetes)
静式或动式，观察动物的存活数。也可观察试验期间的生长情况，急性10天，慢性28天
用于了解沉淀的毒性。由于实验设计原因，可能不一定提供LC50或EC50资料
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土壤
土壤生态毒性试验
贫毛类环虫植物
蚯蚓
快速发芽的植物种子(Com,radish等)
用蚯蚓时，在有土壤的容器内加入受试物，急性接触(10天)或慢性接触(20天)后取出；
用植物和种子时，接触暴露3—7天取出，检查种子发芽和根茎生长
蚯蚓试验检测对土壤的潜在影响，或者了解生物累积(bioaccumulation)；
植物试验用于快速确定土壤中的受试物对有关植物的生理毒性
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2.3 工业和民用设施的施工和排放许可
许多国家都制定有法律或法规，规定在工业污染物排放入空气、水或土壤之前，必须首先申请排放许可。美国和几个发达国家还规定，作为发放排放许可的一部分，排放单位在取得排放许可之后，也必须定期监测污染物的浓度和毒性。这些规定和要求，极大地促进了生物监测这一新领域的诞生和发展。而对市政设施污染物的排放，基本上还没有这类详细的规定和要求，发展也比较缓慢。
在工业污染排放的监测治理方面，近年来开始应用一种较新的技术方法——毒性降低评价(toxicity reduction evaluation,TRE)和毒性识别评价(toxicity ldentification evaluation,TIE)。这项把环境毒理学和分析化学相结合的技术方法，旨在识别和去除污染物(主要是工业废水中的污染物)的毒性，或者是去除毒性高的污染物。毒性识别评价是毒性降低评价的一个主要步骤，是把分析化学和环境毒理学研究相结合，用来发现引起毒性的物质，然后根据毒性大小、来源和作用机制，用物理、化学或生物治理方法来去除引起毒性的物质。在工业废水排放的常规生物监测过程中，如发现有毒性问题，多采用这种方法，通过毒性识别和毒性降低评价来继续保持工业废水的排放符合许可标准的要求[13]。就不仅仅是停留在发现问题，而是在不需要进行大量试验的情况下，提供了解决问题的科学方法，为进一步彻底治理提供了科学依据，成为现代毒理学直接为经济建设和保护环境的有力工具。
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环境毒理学和生态危险度评定应用的另一个主要方面，是如何评价新建工业和市政设施，或者土地开发对生态资源的压力或有害的影响。一般认为对生态影响的危险度评定，应该在施工之前就已全面进行并完成，以确定建设项目或区域的开发是否应该进行，是否应建设在所拟区域。在这方面，目前有两种不同的观点，一种认为建设和开发过的区域已经受到了环境和生态的压力，新增加的建设开发项目的压力不致使生态压力增加太多，不至于构成很大的生态或环境问题，所以新建项目应该放在已经开发的区域；另一种观点则认为，已经开发的区域，正在承受着工业和人口的压力，不应该再增加其生态压力，因此应该严格限制(控制)已开发的区域搞新的建设项目，以免对生态和环境造成更为严重的远期效应。
2.4 自然资源和管理
环境毒理学和生态危险度评定用于自然资源的科学管理已有多年，主要是用来管理与人类商业活动有关的各种重要的自然资源，如鱼类、树木、野生动物、以及野生物等等。例如，美国的自然资源管理部门每年都公布各种受保护的动植物允许被开采或商业使用的程度，其主要的科学依据就是生态危险度评定。生态危险度在这方面的应用，主要是确定合理开采或使用的水平(程度)，以保护自然资源的可继续生存。对自然资源进行生态危险度评定，必须考虑到被评定的自然资源种属已经面临的危险度，评估商业开采或使用程度(水平)可能增加的危险度，以确定可接受的(合理的)商业开采或使用的水平。近年来，生态危险度评定还被用于评价外来或非本土(exotic or non-native)引进的自然种属。例如，为了减少河流中某些阻碍其它种属生长的水生植物，美国曾考虑把草鲤鱼(grass carp. 可食用某些有害的水生植物)引入本国的某些河流中。但是，草鲤鱼原本并非美国本土的种属，引进草鲤鱼会否因过度拥挤而影响其它重要的动物或植物种属，抑或因其生存能力强于本地已有种属，而使其失去适宜生存环境等而最终导致生态危险度的增加，这些问题就需要用生态危险度评定的方法来为最终决策提供科学依据。
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作者简介：Ralgh G.Stahl Jr.，男，博士，高级研究员
付立杰 美国跨世纪有限公司
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1999-03-10收稿, http://www.100md.com