生态毒理学 (13)

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生物学效应模型 依据生物学概念建立的生物数学模型。 包括三个阶段： 1. 首先用一系列抽象概念描述外源性化学物影响生物
系统的方式； 2. 然后对影响方式用数学模型表达； 3. 最后用实际资料对不同条件下的模型进行检验和修
正。
对联合作用的数学处理是采用耐受分布理论，前提是
假定群体中每一个体的反应阈值不同，因此，可以对 耐受分布进行概率统计。
参见图示
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两种毒物按不同比例混合的等毒性溶液法
X
H
拮抗作用
毒性效应程度
E
F 相加作用
MTUc = TUmax+(MTUmax) TU：毒性单位(toxicity unit) M：混合物产生的标准响应(如LC50) 校正因子 = (1TUmax)/(MTUmax) AEE：外推误差分析(analysis of hextrapolation error)
>1 经验相 关系数
1
浓度相加与响应/反应相加
1/V1,2,…n = 1/Vi (n 1)/V0 转化为化学物浓度或作用速度Vi。 利用半效应图可区分相容性和非相容性抑制剂作用：
1. 若单一抑制剂和一个以上抑制剂的剂量－响应曲线 在半效应图上是平行的，即为非相容性抑制剂；
2. 若两抑制剂单独作用曲线相平行，联合作用曲线为
凹状并趋向与两平行线相交，则是相容性抑制剂。
称协同synergism)
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4
两种有毒物联合作用类型
B 剂量
1.0毒性单位
独立作用/无相互作用 I
A 剂量
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1.0毒性单位
5
联合作用的等效应曲线
通常用于评定两种化学物的联合作用 原理：
1. 在实验条件和接触途径相同情况下，分别求出受试 甲限)、；乙两种化学物的LD50及其95%置信区间(上、下
2. 将值绘甲制化在学纵物坐的L标D轴50值上及；其将9乙5%化置学信物区的间LD的50上值、和下95限% 置信区间的上、下限值绘制在横坐标轴上；
产生共同的负面响应； h
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污染混合物，其中一种作为有毒物通常是非活性的， 但结合后改变了有机体对其它有毒成分的一种或多 种的响应；
多重污染物互助产生的毒性响应不同于单独存在时 所诱导产生的毒性响应；
(3) 动力阶段
多重污染物改变靶标组织的毒物有效性；
多重污染物强化或诱导(如肝脏中的混和氧化酶体 系)代谢产物多于起始污染物。
3. 将两化学物的LD50值和95%置信限的上、下限所对 应的剂量点分别连线，形成三条直线，即为等效应 线；
4. 在相同条件下，取甲、乙化学物的等毒性剂量(如 各取0.5LD50剂量)制成混合物，暴露于受试生物， 求出此混合物的LD50。以h 混合物的LD50中甲、乙两6
种化学物各自的实际剂量分别绘制在座标图上，在此 两个剂量点处各作垂直线，垂直线延长相交。
拮抗 相加
甲化学物剂量
协同
95%置信下限 LD50 95%置信上限 乙化学物剂量
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组分相乘与半效应模型
组分相乘和半数效量模型
在评价多种化学物同时对酶分子活性的抑制效应时，
广泛采用半数效量法，以半效原理为基础，发展出相 容性和非相容性抑制剂的动力学模型。
相容性抑制剂
指一个以上的化学抑制剂均表现为独立作用，相互之
间不发生各种排斥现象，而且至少有一个化学抑制剂 是非竞争性的。
化学抑制剂作用遵循MichaelisMenten组分相乘方程， 数学表达式为：
(fu)1,2 = (fu)1(fu)2 若计算结果不等于两者相乘，说明两种化学抑制剂对 酶生物学活性有协同或拮抗效应。
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优点：
方法简单直观，可给出双曲线型剂量－响应关系。
浓度相加(简单相似作用)
化学物独立作用产生相似的生物效应，从而混合物
中某一成份的浓度可以由另一成份表示。如果标准响 应(如96h混合物暴露存活概率=0.5)出现，即毒性单位 之和等于1，则混合物组分联合作用可定义为浓度相加。 浓度相加据认为是非交互联合作用最常见的形式。主 要工业化学品(来自有毒物质控制行动清单TSCA)和地
利用交点位置评价联合作用的类型： 1. 若交点落在两种化学物95%置信区间上、下限直线
之间，表示相加作用； 2. 若交点落在两化学物95%置信区间下限直线以下，
表示协同作用； 3. 若交点落在两化学物95%置信区间上限直线以上，
表示拮抗作用。
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联合作用等效应曲线
95%置信上限 LD50
95%置信下限
药物动力学模型 可预测一化学物在体内任何时间的分布和降解情况。 一般需要建立三方面的资料： 1. 生理学常数； 2. 生物化学常数； 3. 有关机理因素。
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测定联合毒性的方法
半存活时间(LT50)比较法 先求得两种化学物A、B单独使用时的阈浓度(LC50)， 然后用毒性单位表示浓度，配制不同毒性单位的A和B 化学物的实验溶液按一定比例混和的混和液AB，在相 同为实横验坐条标，件L下T求50为A、纵B坐、标A作B各图浓。度若的：LT50，以毒性单位 1. AB毒性曲线位于A、B毒性曲线之间，为毒性相加； 2. AB毒性曲线位于A、B毒性曲线上方，为毒性拮抗； 3. AB毒性曲线位于A、B毒性曲线下方，为毒性协同。 等毒性溶液法
表水中工业污染物的主体大多表现为浓度相加作用模 式。
响应/反应相加(独立作用)
因作用点位或模式不同，化学品作用于不同生物体
系或对同样生物系统影响不同。响应相加模式基于相
关系数的三种取值(1，0，+1)，以个体生物的敏感性
表征两化学品浓度/剂量的相似性。
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负相关不能应用于两个以上化学品混合物，多个化学 品混合物的相关系数介于0和1之间。
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生态系统的耐量多边形
O
T
A
耐受范围
A
S
致死范围
C
B
S：化学物A单独作为一个致死因子的范围； T：化学物B单独作为一个致死因子的范围； O：化学物C单独作为一个致死因子的范围。 指示化学物A、B、C对生态系统生物组分共同作用的一个大致情况； 同时处于三种化学物非致死浓度可引发生态系统生物组分的死亡。
化学混合物联合毒性作用
联合作用 拮抗 无相加 部分相加 浓度相加 超相加
MTI或 < 1
0
0~1
1
估值计算 经验相 AEE (生态风险) 关系数
经验相 关系数
无相关 系数
Konemann’s MTI：mixture toxicity index MTI = [log(1)log(TUmax)]/[log(M)log(TUmax)] 校正的混合物毒性单位：
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影响种群中耐受性获取速率的因子
I. 遗传性质 ▪等位基因(allele)频率 ▪基因显著性 ▪单基因或多基因(mono, poly) ▪适合度差异 ▪选择性组分
▪共耐受性
影响描述
▪若在选择前，耐受等位基因在种群中 是普遍存在的，耐受性将更迅速增加，
▪若耐受等位基因是显著的，耐受性会 在早先几代中更迅速增加
缺点：
没有考虑可能存在的S型函数关系，不适于非相容性的
酶抑制剂，因而在非双曲线反应类型时会低估或高估 联合作用效应，尤其是剂量过低或过高时影响更大。
示例：
根据Michaelis－Menten型双曲线定义，两因子作用之 和应等于1。
如果一个因子的抑制效应为20%，(fa) = 0.2，则抑 制后的酶活性为80%，(fu) = 0.8。
1. 无相加(no addition)
TUmix = TUmax,component 2. 浓度相加(concentration addition)
TUmix = TUcomponent
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3
沿连续比例尺度，其它混和毒性类型为：
a. 拮抗(混和毒性低于无相加，no addition)； b. 超相加(supra addition，混和毒性大于浓度相加，或
假定另一因子的抑制效应为40%，即(fa) = 0.4，抑
制后的酶活性为60%，(fu) = 0.6。
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如果两个因子联合效应为：80% 60% = 48%，可
认为两者为相加作用，高值意味着加强，低值为拮 抗作用。
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非相容性抑制剂
竞争性抑制剂，相互发生各种排斥作用，描述方程：
1/V1,2 = 1/ V1 + 1/V2 1/V0 联合作用速率V1,2，单独作用速率V1和V2，初始速 率V0。 若干化学物同时作用：
(2) 动态阶段(Dynamic)：改变毒物－受体的亲和力和 活性。
导致多重毒性的相互作用机理
(1) 环境阶段
污染物之间相互作用产生新化合物、络合物、螯合物
或化学状态改变。污染物与基质的相互作用改变污染 物理化形态和毒性；
(2) 动态阶段
多重上的不同点位，但
(在动力和动态阶段，污染物相互作用的重要类型及有 关的响应如下图所示)
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两种物质结合等效线I (同等生物响应曲线)
剂量 A
非竞争 不可逆
拮抗
a
协同
竞争的 化学的
功能的 生理的
B惰性
B使A变得敏感
竞争拮抗 拮抗者在其作用点位取代刺激剂； 化学拮抗 拮抗者通过化学反应去活化刺激剂； 非竞争拮抗 拮抗者干扰刺激剂效应的诱导，但没有与刺激剂 本身反应，或者拮抗者干扰刺激剂特定的受体； 功能拮抗 在两种作用于同一细胞体系担作用相反的刺激剂 之间拮抗； 生理拮抗 拮抗者作用于不同细胞体系，产生相反的效应。
以Log[(fa)－1 1]－1对Log(D)作图已广泛用于评价和估
计IDL50D(半50、数T抑D制50(剂半量数)致。毒还剂用量于)表、达ED酶50系(半统数的激相活对剂活量性)和和
测定标准放射免疫的配体置换等。 h
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污染物相互作用及多重毒性
在下述阶段，有毒物相互作用表现为化学的或生理的
(1) 动力阶段(Kinetic)：改变毒物吸收、分布、沉积、 代谢和排出等过程的机理；
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3. 有人提出利用质量作用定律评价剂量－反应关系， 即对化学反应可用Michaelis－Menten方程或Hill方
程描述。由此引入半效方程的概念：将各种形式的 剂处理量的－基效础应。关系标准化，并以半效剂量(ED50)作为
半效方程有如下形式：
fa/(1 fa) = (D/Dm)m
Log[fa/(1 fa)] = m[Log(D) Log(Dm)] Log[(fa)－1 1]－1 = mLog(D) mLogDm D效为应剂。量，Dm为半效剂量，m为Hill型系数，fa为D的
当 = +1，种群对混合物的响应与对其中最毒成份的响 应没有显著不同，则当任一组分的最大毒性单位等于1 时，会出现标准响应。
H. Konemann 定 义 =+1 的 响 应 相 加 为 无 相 加 (no addition) ， 并 建 立 具 有 两 个 参 照 点 的 混 和 毒 性 比 例 (scale)：
▪若由单基因对多基因控制，耐受性会 更快速增加
▪若基因型之间适合度差异较大(对比较 小)，耐受性会更快速增加
▪生命循环中不同组分的选择性可否定 对某一耐受性的方向性选择，通过弥补 选择另一耐受性；或者通过增强一特定 基因型的优势，加速对耐受特性的选择 速率。
▪对有毒物预适应可导致一种群中耐受 性提高，若对某一相关有毒物的适应性 发生在过去，例如，已适应一除草剂的 植h物种群随后暴露于一相似的除草剂 20
影响种群中耐受性获取速率的因子
II. 繁殖性质 ▪生育/一代时间 ▪增长固有速率
▪种群大小(Ne)
III. 生态性质 ▪移民/迁移
▪庇护所
▪生命阶段灵敏性
影响描述
▪相对生育时间较长的物种，短生育时 间物种的耐受性增加更快速
▪相对具有较低增长固有速率的种群， 具有较高增长固有速率的种群，其耐受 性增加更快速
▪遗传变化伴随种群大小增加而降低。 因此，大种群具有更多耐受性变化，耐 受性增加的可能性高于较小种群
影响描述
▪因移民所致非耐受基因型流入可减缓 耐受性获得速率：增加的移民水平可减 缓耐受性获得
▪庇护所的出现，即非污染栖息地，允 许种群中保留非耐受个体，减缓耐受性 获得速率
▪选h 择有效性受最敏感生命阶段的影响21
剂量 B
物质A自身是活性的，物质B单独给予时是非活性的，但会影
响A的活性。
(1) 协同，即物质B的行为提高对物质A的灵敏性；
(2) 拮抗，即物质B的行为降低对对物质A的灵敏性。
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两种物质结合等效线II (同等生物响应曲线)
a
拮抗行为
次相加行为
剂量 A
加强作用
合作行为
严格协同
剂量 B b
(1) 物质A和物质B在单独给予时均是活性的； (2) 相加作用形成协同(加强)作用与拮抗作用的边界。