西安科技大学：环境生态学：ja9

第九章 生态监测 课时安排：2学时 教学目的：通过讲授，让学生掌握以下内容： 1. 生态监测的概念和理论依据 2. 生态监测的基本方法 教学方法： 从监测手段带出方法 实例 重点及难点：重点是生态监测的基本方法和使用仪器装置 第一节 生态监测的概念和理论依据 　　一、生态监测的概念、特点和基本要求 　　（一）生态监测的概念 　　在环境科学中，环境监测是研究和测定环境质量的学科，它是环境科学研究的基础和必要手段。生态监测（ecological monitoring）是环境监测的组成部分。它是利用各种技术测定和分析生命系统各层次对自然或人为作用的反应或反馈效应的综合表征来判断和评价这些干扰对环境产生的影响、危害及其变化规律，为环境质量的评估、调控和环境管理提供科学依据。形象些说，生态监测就是利用生命系统及其相互关系的变化反应做“仪器”来监测环境质量状况及其变化。 　　目前，关于生态监测的定义尚不统一，归纳起来大体有以下几种看法： 　　生态监测是生态系统层次的生物监测（biological monitoring）。持这种观点的认为，生态监测就是观测与评价生态系统对自然变化及人为变化所做的反应，包括生物监测和地球物理化学监测两方面内容（刘培哲，1989）； 　　生态监测是比生物监测更复杂、更综合的一种监测技术。其观点是，从学科上看，生态监测属于生物监测的一部分，但因它涉及的范围远比生物学科广泛、综合，因此可把生态监测独立于生物监测之外（王焕校等，1986）； 　　生物监测包括着生态监测。持这种观点的理由是，生物监测就是系统地利用生物反应以评价环境的变化，并把它的信息应用于环境质量控制的程序中去。从生物学组建水平（hierarchical levels of biological arganization）观点出发，各级水平上都可以有反应，但重点放在生态系统级的生物反应上（沈韫芬等，1990）。 　　实际上，无论是生物监测还是生态监测，都是利用生命系统各层次对自然或人为因素引起环境变化的反应来判定环境质量，都是研究生命系统与环境系统的相互关系，这无疑又都属于生态学研究范畴。从这种意义上说，凡是利用生命系统（无论哪一层次）为主进行环境监测的方法和手段都可称为生态监测。就是被视为生物监测开创者的科尔克威茨和马森（Kolkwiz and Marsson）也不主张简单地使用他们的生物表，强调不要根据某种生物，而应该根据其生物群落来评价环境。目前人们所说的生物监测，实际上大多都是生态监测。基于上述看法，本章将两者统称为生态监测。 　　（二）生态监测的特点和意义 　　生态监测是本世纪初叶发展起来的，其标志是科尔克威茨和马森提出的污水生物系统，为运用指示生物评价污染水体自净状况奠定了基础。其后，克列门茨（Clements，1920）把植物个体及群落对于各种因素的反应作为指标，应用于农、林、牧业。他（1924）还主张把植物作为高效的测定仪器，积极提倡植物监测器（plant monltor）。50年代后，经许多学者（如Liebman，1951。津田松苗等，1964）的深入研究，到70年代后使生态监测成为活跃的研究领域，并在理论和监测方法上更加丰富，在环境监测中占有了特殊的地位。生态监测有物理和化学监测所不能替代的作用和所不具备的一些特点，主要表现在： 　　1．能综合地反映环境质量状况 环境问题是相当复杂的，某一生态效应常是几种因素综合作用的结果。如在受污染的水体中，通常是多种污染物并存，而每种污染物并非都是各自单独起作用，各类污染物之间也不都是简单的加减关系。理化监测仪器常常反映不出这种复杂的关系，而生态监测却具有这种特征。例如在污染水体中利用网箱养鱼进行的野外生态监测，鱼类样本的各项生物学指标状况就是水体中各种污染物及其之间复杂关系综合作用的结果和反映。如生长速度的减缓，既与某些污染物对鱼类的直接作用有关，同时也有污染物对饵料生物影响所起到的间接作用。 　　2．具有连续监测的功能 用理化监测方法可快速而精确测得某空间内许多环境因素的瞬时变化值，但却不能以此来确定这种环境质量对长期生活于这一空间内的生命系统影响的真实情况。生态监测具有这种优点，因为它是利用生命系统的变化来“指示”环境质量，而生命系统各层次都有其特定的生命周期，这就使得监测结果能反映出某地区受污染或生态破坏后累积结果的历史状况。例如大气污染的监测植物，如同不下岗的“哨兵”，真实地记录着污染危害的全过程和植物承受的累积量。事实证明，植物这种连续监测的结果远比非连续性的理化仪器监测的结果更准确。如利用仪器监测某地的SO2，其结果是四次痕量、四次未检出、仅一次为0.06mg。 但分析生长在该地的紫花苜蓿叶片，其含硫量却比对照区高出0.87mg/g。有些生态监测结果还有助于对某地区环境污染历史状况的分析，这也是理化监测所办不到的。 　　3．具有多功能性 通常，理化监测仪器的专一性很强，测定O3的仪器不能兼测SO2，测SO2的也不能兼测C2H4。生态监测却能通过指示生物的不同反应症状，分别监测多种干扰效应。例如在污染水体中，通过对鱼类种群的分析就可获得某污染物在鱼体内的生物积累速度以及沿食物链产生的生物学放大情况等许多信息。植物受SO2、PAN（过氧乙酰硝酸酯）和氟化物的危害后，叶的组织结构和色泽常表现出不同的受害症状。 　　4．监测灵敏度高 生态监测灵敏度高包含着两种含义。从物种的水平上说，是指有些生物对某种污染物的反应很敏感。如有种唐昌蒲，在0.01ppm的氟化氢下，20小时就出现反应症状。据记载，有的敏感植物能监测到十亿分之一浓度的氟化物污染，而现在许多仪器也未达到这样的灵敏度水平；另外，对于宏观系统的变化，生态监测更能真实和全面地反应外干扰的生态效应所引起的环境变化。许多外干扰对生态系统的影响都因系统的功能整体性而产生链锁反应。如大气污染可影响植物的初级生产力，采用理化的方法可对此予以定量分析。然而，初级生产力变化使系统内一系列生态关系的改变才是大气污染影响的全部效应，也是干扰后该系统的真实的环境质量状况。生态系统的各组分对系统功能变化的反应也是很敏感的。因此，只有通过生态监 测才能对宏观系统的复杂变化予以客观的反映。 　　当然，从整体上看，生态监测在理论的方法上仍有许多问题亟待解决，也还有一些缺陷，其主要表现是： 　　不能像理化监测仪器那样迅速作出反应，从而可在较短时间内就能获得监测结果，也不能像仪器那样能精确地监测出环境中某些污染物的含量，它通常反映的只是各监测点的相对污染或变化水平； 　　外界各种因子容易影响生态监测结果和生物监测性能。如利用斑豆（phaseolus vulgaris L．）监测O3，其致伤率与光照强度密切相关。SO2对植物的危害受气象条件影响很大等； 　　生物生长发育，生理代谢状况等都制约着外干扰的作用。相同强度的同种干扰对处于不同状态的生物常产生不同的生态效应。如水稻在抽穗、扬花、灌浆时期对污染反应最敏感、危害最大，而成熟期的敏感性就明显降低； 　　指示生物同一受害症状可由多种因素造成，增加了对监测结果判别的困难。如许多植物的落叶、矮态、卷转、僵直和扭曲等，大气氟化物的污染和低浓度除草剂的施用均可造成上述异常现象。SO2对植物的伤害往往与霜冻或无机盐缺乏的症状也很相似。 　　但是，尽管生态监测还存在着一定的局限性，它在环境监测中的地位和作用仍然是非常重要的。通过生态监测可揭示和评价各类生态系统在某一时段的环境质量状况，为利用、改善和保护环境指出方向；其次，由于生态监测更侧重于研究人为干扰与生态环境变化的关系，可使人们搞清哪些活动模式既符合经济规律又符合生态规律，从而为协调人与自然的关系提供科学依据；另外，通过生态监测还能掌握对生态环境变化构成影响的各种主要干扰因素及每种因素的贡献。这既能为受损生态系统的恢复和重建提出科学依据，也可为制定相应的环保管理计划，增强环保工作的针对性和主动性，进而提高措施的有效性服务；最后，由于生态监测可反馈各种干扰的综合信息，所以使人们能依此对区域生态环境质量的变化趋势作出科学预测。 　　（三）生态监测的基本要求 　　与理化监测不同，生态监测有些特殊要求，明确和掌握这些基本要求对于工作的顺利开展是有益的。 　　1．样本容量应满足统计学要求 因受环境复杂性和生物适应多样性的影响，生态监测结果的变异幅度往往很大，要使监测结果准确可信，除监测样点设置和采样方法科学、合理和具有代表性外，样本容量应该满足统计学的要求，对监测结果原则上都需要进行统计学的检验。否则，不仅要浪费大量的人力和物力，且容易得出不符合客观实际的结论。例如，有人曾专门调查了东北、安徽、贵州等地区黄鼬冬季针毛的长度，以此来分析气候条件的差异是否对其有影响。每个地区随机取四个样本，得到了表8-1的结果。从表中项看，地区间有一定差异，但同一地区的不同样本间也有差异。如果对结果的分析停留在这个水平上，就容易得出“黄鼬冬季针毛长度的地区差异与气候条件无关”的结论。而研究者正是通过采用统计学方法处理以及各区之间的相互比较，证实了我国黄鼬冬季针毛长度不同的原因是地区气候差异造成的。这个结论显然符合客观实际。
　　2．要定期、定点连续观测 生物的生命活动具有周期性特点，如生理节律、日、季节和年周期变化规律等。这就要求生态监测在方法上应实行定期的、定点的连续观测。每次监测最好都要保证一定的重复。切不可用一次监测结果作依据对监测区的环境质量给出判定和评价。例如，在水生态系统中，浮游生物受光照、水温等因素的影响而有垂直移动的生态习性，一天内的不同时间采样其密度往往差别很大。所以，监测时间的科学性和一致性是结果可比性的重要条件。 　　3．综合分析 对监测结果要依据生态学的基本原理做综合分析。所谓综合分析，就是通过对诸多复杂关系的层层剥离找出生态效应的内在机制及其必然性，以便对环境质量做出更准确的评价。综合分析过程既是对监测结果产生机理的解析，也是对干扰后生态环境状况对生命系统作用途径和方式以及不同生物间影响程度的具体判定。例如，通过对热污染水体（thermal pollution water）多年的生态监测发现，严重的热污染会对水库的渔业资源造成破坏，渔产量明显减少。但构成渔获物的五种主要经济鱼类中，白鲢和鲫鱼（Carassius auratus）数量减少最多，生长速度减慢、疾病增多。而鳙鱼（Aristichthys nobilis）和草鱼（Ctenopharyngodon idellus）的数量增加，生长速度也加快。这个结果表明，热污染对水体渔业资源的影响与鱼类种群的生态特性有关，其影响程度、方式与鱼类的生态位有关（盛连喜等，1990）。 　　4．要有扎实的专业知识和严谨的科学态度 生态监测涉及面广、专业性强，监测人员需有娴熟的生物种类鉴定技术和生态学知识。根据国家环保部门的有关规定，凡从事生态监测的人员，必须经过技术培训和专业考核，必须具有一定的专业知识及操作技术，掌握试验方法，熟悉有关环境法规、标准等技术文件。要以极其负责的态度保证监测数据的清晰、完整、准确，确保监测结果的客观性和真实性。 　　二、生态监测的理论依据 　　生物与其生存环境是统一的整体。环境创造了生物，生物又不断地改变着环境，两者相互依存、相互补偿、协同进化。这是生物进化论的基本思想，是生态学最重要的理论基础之一，同时也是生态监测理论依据的核心。 　　（一）生态监测的基础——生命与环境的统一性和协同进化 　　生物系统各层次之所以能够做为“仪器”来指示其生存环境的质量状况，从根本上说，这是由两者间存在着相互依存和协同进化的内在关系决定的。 　　按着进化论的理论，现在地球上多种多样的生物并非从来就有的，原始地球上是一个没有生命的世界。原始生命始于无机小分子（图8-1），它是物质进化的结果。产生生命的物质运动，包括天体运动尤其是太阳幅射能起了重要作用。生命的产生是地球上各种物质运动综合作用的结果，正是从这种意义上说，环境创造了生命，生命是适应于这一环境的一种特殊的物质运动。
　　然而，生命一经产生它又在其发展进化过程中不断地改着环境，形成了生物与环境间的相互补偿和协同发展的关系。第四章中曾介绍的群落原生演替就是这方面的典型例子。许多发展到“顶极”阶段的群落，都是从裸露的岩石上发展起来的。最初只有地衣定居于岩石表面，此时的环境并没有可供植物着根的土壤，更没有充分的水和营养物质。但是地衣生长过程中的分泌物和尸体的分解，不但把等量的水和营养物质归还给环境，而且还生成不同性质的物质促进岩石风化而变为土壤。其结果是环境保存水分的能力增强了，可提供的营养物质的种类和数量增加了，从而为高一级植物（苔鲜类）创造了生存条件。如此下去，生物从无到有，从只有植物或动物到两者并存。生物群落从低级阶段向高级阶段发展——小生境和物种多样性增大、结构和功能趋于相对稳定和完善的“顶极”状态。在这一过程中，环境则由光秃秃的岩石裸地向着小生境增多的方向演变，原生演替是生物改变环境的过程，是两者协同发展的过程。 　　生物与环境间的这种关系，是自然界长期发展中形成的。因此，生物的变化既是某一区域内环境变化的一个组成部分，同时又可作为环境改变的一种指示和象征。生物与环境间的这种统一性，正是开展生态监测的基础和前提条件。 　　（二）生态监测的可能性——生物适应的相对性 　　生物对环境的适应实际上就是各种生物能够很好地生活在各种环境的适宜现象。适应是普遍的生命现象，生物的多样性其中就包括了适应的多样性。南极大陆是地球上最寒冷的地方，年均温度为-25℃，最低温度达-88℃。既使在这样极端的环境条件下，生活的已知动物仍达70余种。这个区域水体中生活的许多鱼类，能够合成不同寻常的生化物质——抗冰蛋白。它可使鱼类降低血液的冰点。据分析，南极海水的冰点为-1.8℃，而含有抗冻蛋白的鱼类的血液冰点是-2.1℃，这就保证了这些鱼类在该海域里能够安全生活。 　　适应是长期进化的结果。因此，在一定环境条件下，某一空间内的生物群落的结构及其内在的各种关系是相对稳定的。当存在人为干扰时，一种生物或一类生物在该区域内出现、消失或数量的异常变化都与环境条件有关，是生物对环境变化适应与否的反映。在欧洲的若干种尺蛾中都有二种类型的分化。一种为常态型，体呈灰色；一种为突变型，体为黑色。灰色尺蛾在非工业区占优势，黑色尺蛾在工业区占优势。有人曾用一种尺蛾（Biston betulartia）的上述两种类型在工业区和非工业区进行了标记重捕试验（表8-2）。结果是两个区内两类尺蛾的回捕率完全相反。这个结果说明，生物生存的机会不完全是随机的，生存有选择性。生物与其生存环境的统一与否，是生存选择结果的条件。
　　但是，生物的适应具有相对性。相对性的一层含义是生物为适应环境而发生某些变异，上述的尺蛾类型分化就是生物适应环境的一种变异；另一种含义是生物适应能力不是无限的，而是有一个适应范围（生态幅），超过这个范围，生物就表现出不同程度的损伤特征。以群落结构特征参数，如种的多样性、种的丰度、均匀度以及优势度和群落相似性等作为生态监测指标就是以此为理论依据的，正是生物适应的相对性才使生物群落发生着各种变化。 　　（三）污染生态监测的依据——生物的富集能力 　　生物学富集（biological enrichment）是指生物体或处于同一营养级上的许多生物种群，从周围环境中浓缩某种元素或难分解物质的现象。亦称为生物学浓缩（biological concentration）。通过生物富集，元素或某种难分解物质在生物体内的浓度可以大大超过该物质在环境介质中的浓度。可见，生物学富集是指生物体或同一营养级的生物与环境中某元索（或物质）浓度的比较。 　　生物富集现象是生物中的普遍现象之一。生物在生命活动的全过程中，需要不断地从外界摄取营养物质，以构成自己的机体和维持各种生命活动。生物在从外界摄取营养物质的同时，必然使体内一些物质或元素的浓度大大超过环境中的浓度。在长期的进化历程中，生物对环境中某种元素或各类物质的需求与其生活环境条件间的“供需”关系基本是协调的。然而，人类的干扰如农药的使用、某些人工合成化学物质等进入环境后，也必然要被生物吸收和富集，而且还会通过食物链在生态系统中传递和被放大。当这些物质超过生物所能承受的浓度后，将对生物乃至整个群落造成影响或损伤，并通过各种形式表现出来。污染的生态监测就是以此为依据来分析和判断各种污染物在环境中的行为和危害的。 　　（四）生态监测结果的可比性——生命具有共同特征 　　生态监测结果常受多种原因的影响而呈现出较大的变化范围，这就为同一类型（如森林或草地）的不同生态系统间生态监测结果的对比增加了困难，但这并不等于生态监测结果没有可比性。从根本上说，生态监测结果的可比性是因为生命具有共同的特征，如各种生物（除病毒和噬菌体外）都是由细胞所构成的；都能进行新陈代谢、具有感应性和生殖能力等。这些共同特征决定了生物对同一环境因素变化的忍受能力有一定的范围，即不同地区的同种生物抵抗某种环境压力或对某一生态要素的需求基本相同。例如在我国有广泛分布的白鲢鱼（Hypophthalmichthys molitrix）的性成熟年龄和产卵时间南、北方差别较大，但达到性成熟所需的总积温却基本相同（表8-3）。人为干扰（如人为增温）可使其性成熟年龄或产卵时间提前（表8-4）。这是人为干扰作用存在的表现和水体增温的结果，但并没有改变鱼类性成熟对总积温的需求。所以，生命具有共同特征是生态监测结果可比性的基础。

　　另外，各类生态系统的基本组成成分是相同的。采用结构和功能指标可以对不同生态系统的环境质量或人为干扰效应的生态监测结果进行对比，如系统结构是否缺损，能量转化效率、污染物的生物学富集和生物学放大效应等均可用做比较的指标。只要方法得当、指标体系相同，不同地区同一类型生态系统的生态监测结果也具有可比性。 第二节 野外生态监测的基本方法 　　一、指示生物法 　　指示生物法自古有之。早在两千多年前，我国劳动人民就懂得用植物的特征来指示土壤的肥瘠、地下水的深浅、气候变化和地下有无矿藏等。人们在下枯井或矿井前，先用绳子缚一只鸡于井中，以鸡的死活来探查井中是否存有毒气。国外有人在矿井坑道或可能产生毒气的地方喂养金丝鸟，经常观察鸟有无异常反应，以此来指示井中有无毒性发生。与上述方法相比，现代的指示生物法则向着更细致、确切和定量化的方向发展。 　　（一）指示生物及其基本特征 　　指示生物法是利用指示生物（indicator organism）来监测环境状况的一种方法。所谓指示生物，就是对环境中某些物质，包括污染物的作用或环境条件的改变能较敏感和快速地产生明显反应的生物，通过其所作的反应可了解环境的现状和变化。 　　生态监测中所说的指示生物通常都具有以下的基本特征： 　　对干扰作用反应敏感且健康：即对某种异常干扰作用在绝大多数生物尚未作出反应的情况下，指示生物中健康的个体却出现了可见的损害或表现出某种特征，有着“预警”的功能。由于生物种类很多，不同生物甚至同种生物不同品种和亚种对同一干扰的反应都不同，因此，要根据监测对象和监测目的挑选相应的敏感种类和指示生物； 　　具有代表性：从指示效果的角度要求，指示生物的适宜性越狭越好。但这样的生物在群落中的数量和分布区很小。因此，指示生物除具有敏感性强的特点外，还应是常见种，最好是群落中的优势种。 　　对干扰作用的反应个体间的差异小、重现性高：许多生物个体差异很大，若以此做为指示生物往往会影响监测结果的准确性。指示生物应是个体间差异小的种类，方能保证监测结果的可靠性和重现性。用做指示生物的植物，最好选用无性植物。这类植物在遗传性上差异甚小，可保证获得较为一致可比的监测结果。 　　要具有多功能：即尽量选择除监测功能外还兼有其它功能的生物，达到一举多得的目的。如有的有经济价值，有的有绿化或观赏价值等。国内外在大气污染的监测上，常选用唐菖蒲、秋海棠、牡丹、兰花、玫瑰等，都达到了既可观赏和获得经济效益，又能报警的目的。 　　（二）指示生物的选择方法 　　1．生物敏感性的划分 指示生物的选择，首先涉及到生物敏感性（或抗性）的分级标准问题，即敏感性的确定问题。同一种生物，由于采用的标准不同，所归入的敏感性等级就不同。如在植物敏感性的标准划分上，有时是根据植物最后的经济效益来断定，有时则根据叶片的受害程度来划分。国内外对于生物敏感性的划分还没有统一的分级标准。有的采用“三级制”，即敏感（或抗性弱）、抗性中等和抗性强；也有的采用“四级制”，即把抗性中等再细划分为较敏感和抗性较强两级。植物各抗性级的划分依据大致可做以下概括： 　　敏感：这类植物不能长时间生活在一定浓度的有害气体污染环境中。否则，植物的生长点将于枯；全株叶片受害普遍、症状明显，大部分受害叶片迅速脱落；生长势衰弱，植物受害后生长难以恢复； 　　抗性中等：这类植物能较长时间生活在一定浓度的有害气体环境中。在遭受高浓度有害气体袭击后，生长恢复慢，植株表现出慢性中毒症状，如节间缩短、小枝丛生、叶形缩小以及生长量下降等； 　　抗性强：这类植物能较正常地生活在一定浓度的有害气体环境中，基本不受伤害或受害轻微。慢性受害症状不明显。在遭受高浓度有害气体袭击后，叶片受害轻或受害后生长恢复较快，能迅速萌发出新枝叶，并形成新的树冠。 　　江苏省植物研究所曾对60余种木本植物的实生苗进行过SO2人工熏气试验，依据经20ppmSO2熏气后受害叶面积的百分比，把植物的敏感性分为四级：Ⅰ级——抗性强，受害叶面积为0一7％；Ⅱ级——抗性较强，受害叶面积为7—25％；Ⅲ级——抗性中等，受害叶面积为25—65％；Ⅳ级——抗性弱，受害叶面积为65—100％。 　　美国学者曾对300余种植物进行了多年试验，以对SO2最敏感的紫花苜蓿的指数作为“1.0”，把指数在1.5以下的植物定为敏感植物；指数在2.6以上的定为抗性植物；大多数植物的指数在1.6—2.5之间，属于反应中等植物（表8-5）。
　　生物对污染或其它因子作用强度的抗性与其生物学特性有关。就植物而言，抗性强的通常有以下特征： 　　叶片较厚、革质，外表皮角质化或表面具有蜡质层。气孔较少，叶背面多毛等。这些结构特征都不利于有害气体的进入而有利于植物对有害气体的抵抗； 　　特殊的生理特性。如有些植物抵抗SO2和HF的能力强，是由于它们在生理上具有积累、转移、消耗、抗御污染物的能力；有的植物在不利条件下能关闭气孔，暂停气体交换等，均可使其抗性增加； 　　较强的再生能力。有些植物（如枸树和女贞等）在受到气体危害后易于恢复，因此在污染区可以表现出顽强的生存能力。 　　各种植物（包括动物）对污染的抵抗能力是不相同的，但有些植物对不同污染物的抗性往往是一致的。例如，对SO2抗性强的植物通常对氯气、氟化物等的抗性也比较强。另外，也有些植物对不同污染物具有不同的抗性（表8-6）。
　　2．指示生物选择方法 　　①现场比较评比法：适用于植物或运动性很小的生物。选取排放已知单一污染物的现场，对污染源影响范围内的各类生物进行观察记录。对用于大气污染监测的植物来说，特别要注意叶片上出现的伤害症状特征和受害面积，比较后评比出各自的抗性等级，凡敏感植物（即受害最重者）就可选作指示植物。动物具有一定的运动能力，在种类的选择上，人们更注重一些着生种类，在水体中则注重底栖动物；在受害程度的衡量上，多注重生长和生理方面的变化。相对说来，这种方法简单易行，其缺点是受野外条件下各种因子复杂作用的影响，易造成个体间的不一致性从而影响选择结果。另外，对专业知识和工作经验要求高。 　　②栽培或饲养比较试验法：适用于动、植物。将各种预备筛选的生物进行栽培或饲养，然后把这些生物放置在监测区内观察并祥细记录其生长发育状况及受害反应。经一段时间后，评定各种生物的抗性，选出敏感生物。这种方法可避免现场评比法中因条件差异造成的影响，虽难免仍有一些干扰因子影响指示生物选取的准确性，但由于环境条件比较一致，对敏感种类的筛选效率比现场评比法高。 　　植物的栽培试验包括盆栽和地栽两种方法。盆栽法是为排除土壤系统各种因素的干扰而设置的。其优点是用地面积少，即使在不具备栽培条件的地方也能进行监测。同时还兼有植物净化能力测定的功能。其缺点是管理要求严格，苗木准备费工时；地栽法是把经过初选的抗性植物直接栽种于污染环境中，使其经受较长时间的作用。经一年以上的试验和观察，苗木生长正常的便是可靠的抗性植物。 　　③人工熏气法：动、植物均适用。将需要筛选的生物移植或放置在人工控制条件的熏气室内，把所确定的单一或混合气体与空气掺混均匀后通入熏气室内，根据不同要求控制熏气时间。动态熏气室是用抽吸的方法，使污染气体不断地进入熏气室，接着又不断被抽出，始终让室内保持浓度一定的污染气体的动态平衡。熏气室装置改进和发展很快，现已有开顶式熏气罩（图8-2）或田间全开放式熏气系统，这些装置更接近于自然状态。人工熏气法的优点在于能人工控制试验条件，能较准确地把握生物的反应症状或观察的其它指标，受害的临界值（引起生物受害的最低浓度和最早时间）以及评比各类生物的敏感性等。 　　④浸蘸法：人工配制某种化学溶液、浸蘸生物的组织或器官。如浸蘸亚硫酸可产生二氧化硫的效果；浸蘸氢氟酸可产生氟化氢的效果等。试验证明，这种方法所获结果与人工熏气法基本相符，而且具有简便省时和快速的优点，在没有人工熏气装置时可采用此法。浸蘸法适用于植物，特别是适用于对大量植物的初选。 　　（三）指示生物的指示方式和指标 　　污染或其它环境变化对生物的形态、行为、生理、遗传和生态等各个方面都可能产生影响。因此，生物在这些方面的反应均可做为指示或监测环境的指标。指示生物法常用的指示方式和指标主要有以下几个方面。
　　1．症状指示指标 指示生物的这类指标主要是通过肉眼或其它宏观方式可观察到的形态变化。如大气污染监测中指示植物叶片表面出现的受害症状和由此建立的评价系统（表8-7）；重金属污染水体中水生生物和鱼类的致畸现象等均属这类指标。 　　2．生长势和产量评价指标 生物生长发育状况是各种环境因素作用的综合，既使是一些非致死的慢性伤害作用，最终也将导致生物生产量的改变。因此，对于植物而言，各类器官的生长状况观测值都可用来作指示指标。如植物的茎、叶、花、果实、种子发芽率、总收获量等。其中，果树和乔木等木本植物还可采用小枝、茎干生长率、胸径、叶面积、座果率等；动物的指标也基本雷同，如生长比速、个体肥满度等。 　　3．生理生化指标 这类指标已被广泛应用于生态监测中，它比症状指标和生长指标更敏感和迅速，常在生物未出现可见症状之前就已有了生理生化方面的明显改变。如大气污染对植物光合作用有明显影响，在尚未发现可见症状的情况下，测量光合作用却能得到植物体短暂的或可逆的变化。植物呼吸作用强度；气孔开放度；细胞膜的透性；酶学指标（如硝酸还原酶、核糖核酸酶、过氧化氢酶等）以及某些代谢产物等也都能用作监测指标。用于水污染监测的生理生化指标也很多，采用得最普遍、同时又比较成功的是鱼类脑胆碱酯酶对有机磷酯农药的反应；转氨酶、糖酵解酶和肝细胞的糖朊等也是常用指标。生化指标的突出优点是反应敏感。但由于酶反应所具有的一些特点，同一种酶对不同污染物往往都能产生反应。所以，多数生化指标只能用来评价环境的污染程度，而无法确定污染物的种类。 　　4．行为学指标 在污染水域的监测中，水生生物和鱼类的回避反应（avoidance reaction）也是监测水质的一种比较灵敏、简便的方法。回避反应是指水生生物、特别是游动能力强的水生生物避开受污染的水区、游向未受污染的清洁环境的行为反应。这是生物“趋利避害”的本能之一。生物回避性能是由于外干扰作用于其感官系统，信息再传递到中枢神经所引起的。回避反应试验的目的是阐明水生生物对污染物是否回避以及引起回避反应的浓度。利用生物这种反应进行生态监测，可检出水环境中低浓度的污染物，其结果是制定水质标准的重要依据。另外，污染水体中生物群落结构的破坏，污染物引起的中毒死亡和对生长、繁殖的危害固然是重要因素，但生物回避反应的作用也不可低估，它可使水生生物的种类组成、区系分布随之改变，进而打乱原有的生态平衡。尤其是具有洄游习性的种类，常因洄游通道上某一河段遭受污染而无法完成正常的生殖活动。因此，生物回避反应的试验或监测结果，也是分析和判断群落结构状况、指导生物资源保护以及水利工程兴建的重要科学依据。 　　回避反应的野外监测多见于鱼类，鱼类对水质变化非常敏感，当水体遭到污染时，鱼类就迁移，但是一旦污水区域缩小，水质好转，鱼类的生活区域就立即扩大（Hynes，1963）。后藤及他（1971）通过对日本一河流连续三年的定量采集证实，用化学分析方法还测不出来的轻度污染就能使鱼类的数量组成发生很大变化。 　　无机污染对鱼类的影响包括物理和化学两个方面。物理影响如一些悬浮物和沉淀物，除直接妨碍鱼类的视觉、呼吸、产卵、摄食物，还会因饵料生物的减少而影响鱼类的生长和繁殖。根据无机污染水域的调查，在强污染区没有鱼。从中污染区到弱污染区进而到无污染区，鱼类的种类和密度都随着水污染程度的减轻而相应增加。对我国第二松花江的多年调查结果也证明，在不同污染带，鱼的种类组成差别很大。 　　有机污染或富营养化水体中，各污染带鱼的种类组成变化与无机污染的影响有所不同，在β—中污性水区，鱼的种类组成并不比寡污性水区少，而在α—中污性水区，鱼的种类虽趋于减少，但鱼的密度却往往很大（图8-3）。
　　野外回避反应的监测试验难度很大，目前还多在实验室内进行。常用的装置有“分叉型”回避池（图8-4a），现在这类装置类型很多，技术上的改进主要是装配了一系列自动记录和监测仪器（图8-4b）。 　　回避度是测量回避行为的参数，包括生物进入清水区和污染水区的次数（或尾数）以及滞留时间。如果生物进入清水区和污染水区的次数（或尾数）或时间各占50％，是中性反应，超过50％表示有某种程度的回避。数据经统计处理，并按下式计算。 回避度=2×（进入清水的次数或滞留时间—50） 阅读材料 （四）指示植物在大气污染监测中的应用 　　1．监测大气污染常用的指示植物。对大气污染反应敏感并被用于监测和评价大气污染状况的植物称为大气污染指示植物，包括高等植物和低等植物。大气污染指示植物的敏感性与污染物的种类有关，故不同污染物所用的指示植物并不相同。 　　①监测二氧化硫的指示植物 用于监测SO2的指示植物的种类很多，但常用的有20多种（表8-8）。 　　地衣和苔藓分布很广泛，多数种类对SO2反应敏感的低等植物。SO2的年平均浓度在0.015—0.105ppm范围内，就可使地衣绝迹，浓度达到0.017ppm时，大多数苔藓植物便不能生存。
　　地衣是由菌（真菌）和藻类共生所组成，对SO2最敏感部位是疏松菌丝与藻类共生体部分。利用地衣监测SO2有利有弊（表8-9），但仍是一类很好的指示植物。在工业城市中，能常是距市中心越近，地衣的种类越少（图8-5）。就种类而言，重污染区内一般仅有少数壳状地衣分布，随着污染的减轻便出现枝状地衣的分布，在低污染区，叶状地衣的数量最多。地衣对硫具有很强的富集能力，如英国以氧化硫为主要大气污染物的纽卡斯尔城，接近市区周围大气中氧化硫的浓度为每米3200微克，在距市区21英里远郊区采集的地衣中，硫的含量为225ppm，而在距市区4英里处采集的地衣内，其含量竟高达2879ppm（图8-6）注1英里=1.609公里　　


　　苔藓对大气污染物的反应相当敏感。在具体监测方法上，主要是根据苔藓的分布状况绘制大气污染图。例如日本学者通过对东京周围苔藓的分布调查，将所发现的21种苔藓分成了深入市中心的种、扩展到郊区的种、在多尘地区特别丰富的种和仅在农村才见分布的种等四个生态类群，然后根据苔藓分布状况，将本地区分成了五个带，各带的大气污染程度各不相同（表8-10）。若将这些结果再绘制到地图上，即是本地区大气污染图。
　　②监测臭氧的指示植物 监测臭氧常用的植物见表8-11。在这些植物中，作为指示植物而进行系统研究的是烟草（Nicotiana tabacum L．），它的“气候斑”病是周围O3引起的疾病，是对O3的特殊反应。栽培的烟草Bel-W3对低浓度O3极端敏感，叶伤害程度与周围O3的浓度有关。而品种 Bel-B对O3却具有耐性，常作为研究 Bel-W3的比较者。对O3敏感的 Bel-W3和对O3具忍耐性的Bel-B在持续受伤害上的差别就是一种空气质量量度。烟草Bel-W3对O3的敏感性是公认的，但幼苗培育期间工艺及条件要求严格，使其推广受到了一定影响。许多普通菜豆（Phaseolus Vulgaris L．）对O3很敏感，而且在栽培技术上无特殊要求，在正常栽培条件下可作为O3的短期监测器，如菜豆Tempo品种和干豆 Pinto III品种现已被较广泛地用作O3的监测器。
　　③监测其它几种主要污染物的指示植物 监测氟化氢、过氧乙酰硝酸酯、二氧化氮等污染物的常用指示植物列于表8-12中。除一些高等植物外，低等植物中的地衣也可用于氟化物的监测。地衣对大气氟化物的反应与它对SO2的反应很象似，氟化物对地衣叶状体的效应是褪绿，随即坏死，叶状体解体。在氟化物污染的区域，地衣的分布常围绕着氟化物源而呈同心圆状发展，每个同心圆区都有它自己的地衣区系。对于过氧乙酰硝酸酯指示植物的研究还不多，乔木对 PAN不敏感，除表 8-12所列的几种指示植物外，长叶莴苣（Lactuca Sativa L．）和甜菜的叶片对PAN也很敏感，在美国南加里福尼亚是监测PAN的常用指示植物。氮氧化物在光化学烟雾的臭氧形成中起重要作用，但作为植物毒害物的作用还很不清楚。有些对NO2敏感的指示植物却不能用来监测周围大气中NOx的浓度。
　　2．大气污染植物监测方法 利用指示植物监测大气污染的方法在第一节曾有所涉及，这里仅就一些具体方法作简要介绍。 　　①调查法：在污染区内调查植物生长、发育及数量丰度和分布状况等，初步查清大气污染与植物之间的相互关系。具体方法和内容包括：选择观察点；调查污染区内大气中主要污染物的种类、浓度及分布扩散规律；确定污染区内植物群落的观察对象、观察时间和观察项目等。也可采用样方和样线统计法进行调查。在调查分析的基础上，确定出各种植物对有害气体的抗性等级。在调查过程中，主要是利用污染区内现有植物的可见症状。通常在轻污染区可以观察到植物出现的叶部症状；在中度污染区，敏感植物可出现明显中毒症状，而抗性中等植物也可能会出现部分症状，抗性较强的植物一般不出现症状；在严重污染区，自然分布的敏感植物可能绝迹，而人工栽培的敏感植物可出现严重的受害症状，甚至死亡，中等抗性植物也可出现明显的症状，有的抗性较强的植物也可能出现部分症状。 　　对调查结果，常采用一些指数加以定量化，如污染影响指数（IA），其公式为：
　　式中IA为污染影响指数；W0为清洁未污染区植物生长量；Wm为污染区监测植物生长量。该指数越大，则表示大气污染程度越重。 　　清洁度指数法也是植物监测中经常采用的指数。与IA指数不同，该指数越大，说明监测区大气污染程度越轻。大气清洁度指数（IAP）的计算公式为：
　　式中IAP为大气清洁度；n为监测区指示植物种类数； Q为种的生态指数（即各测点共存种均值）；f 为种的优势度（即目测盖度及频度的综合）。 　　②植物群落监测法：是分析监测区内植物群落中各种植物受害症状和程度以估测该地区大气污染程度的一种监测方法。表8-13是对某化工厂附近植物群落调查的结果，可以看出该厂附近已被SO2污染，而且一些对SO2抗性强的种类，如枸树、马齿苋等也受到伤害，表明该地区曾发生过明显的急性危害，估测SO2浓度可能在3—10ppm的范围内。
　　③污染量指数法 用植物监测大气污染，除观察叶片受害症状外，还可分析叶片中污染物的含量，污染量指数法（IPC）就是以分析叶片中污染物含量为基础监测大气污染的一种方法，其公式为
　　式中Cm为监测样点指示植物叶片中某污染物的含量；C0为对照样点同种植物叶片中某污染物的含量。根据IPC值可对各监测点空气污染程度进行分级： 　　Ⅰ级：清洁大气（＜1.20） 　　Ⅱ级：轻度污染（1.21～2.0） 　　Ⅲ级：中度污染（2.01～3.0） 　　Ⅳ级：严重污染（＞3.0） 　　二、群落和生态系统层次的生态监测 　　室内进行的各种试验结果最终还要经过野外和现场的验证。因此，近年来十分重视野外和现场的生态监测，而且重点放在群落和生态系统水平上。群落和生态系统水平上的生态监测方法以水域监测为多，近几年来关于陆地生态系统人为干扰的生态监测方法和指标体系也有了迅速发展。 　　（一）污水生物系统（saprobien system） 　　是1909年由科尔科威茨和马森提出，后又经许多学者不断完善的一种用于河流污染、尤其是有机污染的一种监测方法。这种方法的理论基础是，当河流受到污染后，在污染源下游的一段流程里会发生自净过程，即随着河水污染程度的逐渐减轻，生物的种类组成也随之发生变化，在不同河段将出现不同的物种。据此可将河流划分成多污带、α-中污带、β-中污带和寡污带。每个带都有其各自的物理、化学和生物学特征。污水生物系统各带的划分以及生物学特征可概括成表8-14。 　　用群落中优势种群来划分污染带的方法，实际上是污水生物系统法的另一种形式。这种方法已被用于河流和湖泊的监测中，如福杰丁格斯德（Fjerdingstad，1964）根据污染水体中优势种群的不同，把污染水体（主要是河流）划分为9个污水带，其中各带的优势藻类分别是： 　　①粪生带（coprozoic aone）无藻类优势群落。 　　②甲型多污带（α-Polysaprobic zone）：裸藻群落，优势种为绿裸藻E．Virids。 　　③乙型多污带（β-Polysaprobic zone）裸藻群落，优势种为绿裸藻和静裸藻Euglenadese。 　　④丙型多污带（γ-Polysaprobic zone）绿色颤藻 Oscillatoria chorina群落。 　　⑤甲型中污带（α-Mesosaprobic zone）环丝藻 Ulothrix Zonata 群落或底生颤藻Oscillatoria benthonicum等群落。 　　⑥乙型中污带（β-mesosaprobic zone）脆弱刚毛藻 Cladophora 或席藻等群落。 　　⑦丙型中污带（γ-mesosaprobic zone）红藻群落，优势种群为串珠藻 Batrachospermum moniliforme，或绿藻群落，优势种为团刚毛藻 Cladophora glomerata或环丝藻。

　　⑧寡污带（oligosaprobic zone）绿藻群落，优势种群为簇生竹枝藻 draparnaldia glomerata；或环状扇形藻 Meridion circulare群落；或红藻群落。 　　⑨清水带（katharobic zone）绿藻群落，优势种群为羽状竹枝藻 draparnaaldia plumusa；或红藻群落，优势种为胭脂藻 hildenbrandia rivularis等。 　　（二）PFU（polyurethane foam unit）法 　　是指用聚氨酯泡沫塑料块采集水域中微型生物和测定其群集速度来监测和评价环境质量状况的一种方法。它是由美国弗吉尼亚工程学院及州立大学环境研究中心的 Cairns等人于1969年创立的。微型生物（主要是原生动物）群落是水生生态系统内重要组成部分，近几年来的研究结果表明，微型生物群落结构特征与高等生物群落特征相类似，如果环境受到外界的严重干扰，群落的平衡被破坏，其结构特征也随之发生变化。国内自80年代起也将这种方法用于污染水体的监测和评价。 　　Cairns等人认为，河流、湖泊、海洋等各种类型水体中的石子、泥沙表面、沉水木块、人工基质（载玻片、PFU等）都可以认为是一个生态上的“岛”。对于微型动物来说，悬挂在水中的PFU就是一个小岛。用PFU法得到的原生动物群集过程是群集速度随着种类上升而下降，其交叉点即是种数的平衡点（图8-7）。达到平衡点的时间取决于环境条件。据Cairns等人（1979）对弗吉尼亚、密执安、科罗拉多三个州内40个以上的湖、河、溪流的研究，发现静水在2—5星期内PFU上的原生动物种数就能达到平衡。在河流中由于水的流速，群集速度会加快，3—7天就达到平衡，时间超过7天以上，PFU会淤塞，种类反而会减少。沈韫芬等人在武昌东湖中心获得二星期能达到平衡，河流1—3天就达到平衡的结果。
　　根据Henebry等（1980）的报导，PFU的孔径为100—150微米为好、厚度为5厘米，其规格为5×6.5×7.5厘米的小块。PFU可放在监测水体的任何部位，如浮在水面或在不同深度分层悬挂。但无论放在什么部位，均须有垂坠物，以免漂浮。据沈韫芬等（1985）的研究，PFU挤出液中可见到水体中大约85％原生动物的种类，可以反映出整个群落动态变化的全过程和基本趋势。图8-8是他们对鸭儿湖氧化塘的野外监测和室内毒性试验结果。图中a的Ⅰ号塘是污水进口处，毒物浓度高，原生动物群集速度慢，种类最低；Ⅳ号塘的原生动物群集速度最快，种类最多，说明此处的水质已有了明显的改善。野外这些监测结果与室内毒性试验结果基本相同（图8-8b）。
　　PFU法的优点是，克服了用单一生物种类的监测结果扩大到评价整个群落层次的不足，使监测水平提高到群落层次，因此能更附合客观事实和真实环境。另外，PFU的方法简便易行，仅用一小块PFU的挤出液就能测出微型生物群落结构与功能的各项参数。 　　（三）生物指数法 　　生物指数（biotic index）是指运用数学公式反映生物种群或群落结构的变化以评价环境质量的数值。 　　W．M．贝克（W．M．Beck，1955）首先提出一个简易的数量指标：“生物指数”。他将调查发现的动物分成A和B两大类：A为敏感种类，在污染状况下从未发现；B为耐污种类，是在污染状况下才有的动物。然后采用下式表示生物指数： 生物指数（BI）=2nA+nB 　　式中n为底栖大型无脊动物的种类。按此公式计算，指数为0时属重污染区；1—6时为中等有机污染；10—40时为清洁水区。日本津田松苗对贝克指数作了多次修改，提出不限于在采样点采集，而是在拟评价或监测的河段把各种大型底栖无脊椎动物尽量采到，再用贝克公式计算，所得数值与水质的关系为：BI＞30为清洁水体，15—29为较清洁水体，6—14为不清洁水体，0—5为极不清洁水体。 　　库德奈特和惠特（1960）提出了污染生物指数，这项指数以颤蚓类数量占整个底栖动物的数量比表示，即：
　　所得数值小于60％为良好水质，60—80％为中等污染水质，大于80％为严重污染水质。 　　用作计算生物指数的生物一般为底栖大型无脊椎动物，但也有用浮游藻类的，如硅藻指数：
　　式中A为不耐污染的种类数；B为对有机污染耐污力强的种类数；C为在污染区内独有的种类数。 　　皮尔姆（Palmer，1969）提出的藻类污染指数法很有实用价值。他对能耐受污染的20属藻类，分别给予不同的污染指数值（表8-15）。根据水样中出现的藻类，计算总污染指数。如总污染指数大于20为重污染，15—19为中污染，低于15为轻污染。
　　对于水体富营养化程度的生态监测，多采用卡尔森（Carlson）的营养状态指数（trophiostate index，TSI）。其方法是根据水体透明度、浮游植物现存量（以叶绿素a值代表）、水体总磷浓度间存在的相关关系，以透明度作基准计算求得的。值的变化范围为0到100间。 　　根据叶绿素a值（chl）计算 TSI（chl）的公式为：
　　其他TSI值计算公式为：
　　式中SD为透明度（m）。
　　式中TP为总磷浓度（mg/m3）。 　　日本相崎守弘等以叶绿素值作基准，根据日本湖泊的资料，求出修正的卡尔森营养状态指数（TSIm）。


　　TSI值可单项使用，也可用几个单项TSI值求总的TSI值，如：
　　TSI＜37——贫营养型； 　　TSI 38～53——中营养型； 　　TSI＞54——富营养型。 　　利用浮游生物进行生态监测的其它方法，可参阅沈韫芬等著的《微型生物监测新技术》，中国建筑工业出版社，1990。 　　（四）群落和生态系统层次的其它监测指标 　　人为干扰或污染对生态系统压迫的结构——功能反应，从理论上讲有三种类型：一是结构改变并没有伴随着功能的改变。如群落中执行同种生态功能的种类多，某一种群的消失并没有使群落的这一功能改变或消失，即生态系统的后备力强；二是功能改变而结构不变，如某些亚致死性的压迫效应，使系统的功能发生了改变但结构仍是完整的；三是系统的结构与功能同时改变（Cairns，1977）。生态监测中常用结构的信息来判断外干扰对生态系统的压迫强度，主要是以第三种类型为基础的。 　　从系统结构的角度所进行的生态监测已有很多方法，积累的资料也很多，例如群落的物种多样性指数等。这方面的内容在本书第四章中已做了介绍。另外还可参考前面曾推荐的沈韫芬等著的《微型生物监测新技术》一书。结构上的各类指标的明显优点是易于对比，需要注意的问题是指标参数的选取应尽量考虑与功能的联系。从系统功能的角度进行生态监测的方法目前尚不成熟。现仅就人们常采用的几种方法做以简介。 　　1．以测定有生命成分的结构信息为基础的指数 　　这类指数当中使用较多的有： 　　①营养指数（trophic index），求得公式为：
　　②功能性营养指数（functional trophic index），其求得公式是：
　　③活性指数（viability index），求得公式为：
　　④异养性指数（heterotrophy index，HI），计算公式为：
　　式中BATP是指以ATP确定的活体的生物量。一般认为，HI在40以下是清洁水，而在富营养化的水体中，HI值升高。由于 HI指数中的 ATP是活体生物所含，可代表生物群落中有生命成分的变化，与生态系统的功能息息相关。 　　2．以功能信息为基础的指数。这类指数主要是些生态效率指标，如P/R比率、PN/PG比率等。 　　3．以结构与功能联合的信息为基础的指标。如转换率（turnover ration），像群落的生产速率与群落生物量的比值，即 P/B比率等；群落同化作用等级（community assimilation number），如净初级生产量与叶绿素a之比。 　　在水生态系统的生态监测中，模拟生态系统的方法越来越受到了人们的重视。例如，L．林德尼尔（Landner，1988）曾介绍了这种方法在评价环境中危险化学品危害的应用。试验模拟生态系统选择了三种重要的水环境：1）深海底部软底微观环境；2）沿海浅海区域底部微观环境；3）淡水湖泊围栏式环境。这三种模拟生态系统都与自然界的生物密切相关，并引入了一些额外的生物种类。所有系统都保持恒定的流水量，以提供足够的营养物，并连续一年以上不断考察系统的稳定性、再生产性和与自然环境的相似性。这些较大规模的微环境模拟系统的主要优点之一是，能确定对化学品最敏感的系统组成，也能确定初始系统的结构变化或系统的破坏，掌握生物之间的相互作用，相互影响的状况。 　　（五）水污染的生态监测 　　水污染也是全世界普遍存在的主要环境问题之一。水污染基本上可分成两种主要类型，即无机污染和有机污染。尽管在多数情况下两类污染同时存在于一个水体，但认识两类污染生态效应的差别是重要的。有机污染引起生物群落结构的变化（图8-9）与无机污染并不相同。无机污染一般不形成富营养——过营养区域，随着污染的发展，生物种类减少，生物指数（个体数/种类数）呈下降趋势。
　　前面所介绍的生态监测方法，基本上都适用于污染水体的生态监测。除此外，由于水生生物种类组成的一些特点，还常采用其它的一些监测方法。 　　1．细菌在水污染生态监测中的作用。细菌能在各种不同的自然环境下生长，而且具有繁殖速度快、对环境变化能快速发生反应等特点。近年来以细菌对环境变化反应的研究有了很大进展。应用细菌作为环境变化的指标，有二种基本方法。其一是调查种类组成、优势种以及依赖于环境特性而存在的特定细菌及其数量；其二是研究细菌群落的现存量、生产力同环境的关系。细菌的现存量一般是根据细菌数量的测定，有时也采用换算系数变为重量，由菌数换算为干重的系数为106细胞/毫升=50mg/m3。细菌数量的测定方法，一是通过镜检计数总菌数；二是通过培养测定异养细菌的活菌数。 　　利用异养细菌的活菌数可以判断水质的有机污染程度和营养状况。日本学者（林，1973）曾调查了不同水体底泥的BOD和活细菌数的关系，证实了湖泊底泥中的易分解有机物的含量同活细菌数之间有相关性（图8-10）。渡边仁治对河流的研究也证实，河水中有机物含量与活细菌数有相关性（图8-11）。异养活细菌的数量也是水体营养状况的指示指标，富营养化的水体，异养活细菌的数量较多（表8-16）。

　　但是，细菌种类鉴定和计数上的困难在某种程度上限制了它在环境监测中的应用。在水污染的细菌学测试中，应用最普遍的是利用大肠杆菌群检测天然水的细菌性污染。所谓大肠杆菌群是指一群好氧或兼性厌氧，能发酵乳糖，在乳糖培养基中经37℃、24小时培养，能产酸产气，革兰氏阴性，无芽孢的杆菌。大肠杆菌群寄生于人和动物的肠道中，它在水体中的出现意味着水体可能或已经被病原菌所污染。我国生活饮用水水质标准中规定1升水中总大肠杆菌群数不超过3个，这是以37℃下培养生长的“总大肠杆菌群”作为指标菌来规定的。 　　水中大肠杆菌群的量既可用1升水中大肠杆菌群数量表示，也可用大肠杆菌类指数或大肠杆菌类值表示。大肠杆菌类指数是指1升水中所含的大肠杆菌类细菌的数目；大肠杆菌类值是指水样中可检出1个大肠杆菌类细菌的最小水样体积（毫升数），此值越大表示水样中大肠杆菌类越少，生活饮用水的大肠杆菌类值不得小于333。 　　大肠杆菌指数和大肠杆菌值的关系可用下式表示：
　　2．浮游生物的指示作用。自本世纪初提出了指示河流有机污染的污水生物系统后，对浮游生物“指示种”的研究作了大量工作，如帕姆尔（Palmel，1969）根据大量文献，对具有指示作用的700多种藻类和100多个变种进行评分，列出了耐有机污染评分最高的80个种。名列前五名的属依次为裸藻属（Euglena）、颤藻属（Oscillatoria），衣藻属（Chlamydomonas），栅藻属（Scenedesmus）和小球藻属（Chlorella）。许多指示生物的指示效果是很理想的，如睫毛针杆硅藻（Synedra ulna）、簇生竹枝藻（Draparnaldia glomerata）等只能在DO含量高，未受污染的水体中大量繁殖，是清洁水体的指示生物，而舟形硅藻（Wavicula aecomoda）、小颤藻（Oscillatoria minima）等浮游藻类却是受有机污染十分严重的水体中的优势种，是水体严重污染的指示生物。 　　原生动物是单细胞浮游动物，它通过细胞膜与周围的环境接触，作为监测生物对环境的微小变化是很敏感的。因而是水污染监测中的一类重要生物类群，可作指示生物的种类特别多，如污水性种类小口钟虫（Vorticella microstoma）、寡污性指示种匣壳虫（Centropyxis）等。王家楫（1983）根据国内外学者的研究结果，提出了198种可作为指示种类的原生动物。贝克（Bick，1967，1971）根据生态位理论和原生动物在天然水体分布状况，提出了纤毛虫类的生态值，即附有每个种采集时的理化因子条件。如果在水样中发现了某种纤毛虫，就可以从生态值中推知水质的状况。表8-17是几种原生动物的生态值。 　　浮游动物中的其他种类，如轮虫、桡足类和枝角类等，也都有许多能够反映水质污染程度的指示生物。如轮虫中的没尾无柄轮虫、桡足类的太平指镖水蚤、枝角类的长刺溞等都是寡污性或未受污染水体中的优势种。而近邻剑水蚤、短尾秀体溞、萼花臂尾轮虫等都是污染水体的指示种。 　　3．大型底栖无脊椎动物在监测中的应用。在种类众多的水底生物中，大型无脊椎动物因其行动能力差、寿命长、体形相对较大，易于辨认和分布广泛，已成为水污染指示生物的主要选择对象。大型无脊椎动物包括水生昆虫（Aquatie insects）、大型甲壳类（Macrocrustaceans）、软体动物（Mollasks）、环节动物（Annelids）、圆形动物（Roundworms），扁形动物（Flatworms）等（图8-12）。在这些生物中，有些类群是不耐污的，如某些幼虫阶段的蜉蝣类（Mayflies），石蝇类（Stoneflies）、石蚕类 （Caddistlies）和浅滩甲虫类（Briffle beetles）对许多污染物都是敏感的。耐污的类群，如水蚯蚓类（Sludgeworms），某些摇蚊幼虫（Chironomid larvae）、蛭类（Leeches）和肺螺目的螺类（Pulno nate snails）通常在有机物丰富的条件下数量大增。等足目（Sowbugs），端足目（Scuds）的幼虫多见于中度污染的水体中。耐污的种类既可在清洁水体中，也可在污染水体中出现。因此，有耐污种类出现的水体并非都是污染的水体。只有耐污种类大量存在而不耐污种类却消失时，则是水质发生变化的反映。

　　在污染水体的监测中，摇蚊幼虫得到了广泛的应用，它是双翅目昆虫摇蚊科幼虫的总称。全世界已鉴定的约3500种，它们为完全变态昆虫，一年繁殖1～2代。卵、幼虫和蛹生活在水中，成虫营空中生活。摇蚊幼虫是许多鱼类的重要饵料，也是摇纹的越冬虫态。摇蚊幼虫对各类污染物的耐受能力不同。如摇蚊属（Chironomus）的种类耐有机污染；前突摇蚊属（Procladius）的种类耐重金属污染；双线环足摇蚊（Cricotopus bicinctus）的幼虫对电镀废水的污染物，包括六价铬、氰和铜离子的耐受力很高。 第三节 生物测试 　　一、生物测试及基本方法 　　生物测试（bioassay），又称生物测定或生物检试，是利用生物受到污染物质的毒害所产生的生理机能等变化测试污染状况的方法。生物测试是环境污染生态监测的重要方法之一，由于这种方法简单，无需特殊仪器设备又能综合反映毒物的毒性和污染状况，不仅可测定环境中的单因子污染又能测定复合污染的危害，因此被广泛采用。 　　生物测试方法主要用于水污染的监测中，近20余年来已成为一种测定和评价水中污染物毒性的基本方法。国际上有的国家如美、日等已将这种方法列为标准试验方法。我国为了保护渔业水体，自50年代起就开展了毒物对鱼类影响的生物测试工作，并将这种方法应用于制定水质标准，排污废水的毒性监测等方面，取得了很多成果。 　　生物测试方法有静水式生物测试（static bioassay）和流水式生物测试（flow-through bioassay）两种。前者是把受试生物置于不流动的试验溶液中，测定污染物浓度与生物的致毒反应，从而确定污染物的毒性，故这种方法又称为静水式试验。后者所不同的是把受试生物置于连续或间歇流动的试验溶液中（图8-13），故又称为流水式试验。测试时间有短期（不超过96小时）的急性试验和长期（如数月、数年）的慢性试验。在一个试验装置内，测试生物可以是一种也可以是多种。生物测试可在实验室内进行，也可在野外污染水体中直接进行，但目前以实验室内为多。本节主要介绍水污染生物测试的毒性试验方法和用来检测环境中存在的致突变和致癌物质的毒理学试验方法。
　　二、毒性试验 　　（一）毒物和毒性试验的一般概念 　　毒性试验（toxic test）是指人为地设置某种致毒方式使受试生物中毒，根据试验生物的中毒反应来确定毒物毒性的试验方法。所谓毒物，是指由某种方式进入生物体的化学物质，在其达到一定数量时，能扰乱或破坏生物的正常生理功能，引起暂时或持久的病症，甚至使生物死亡的物质。可见，毒物和非毒物之间并没有截然界限，某种化学物质是否属于毒物，量的概念是至关重要的，任何一种物质，不达到危害剂量时通常对生物不会构成危害，有的甚至还能促进生物的生长发育，而一旦超过一定的量而对生物产生危害时就成为毒物。根据毒物的急性毒性，对各类毒物的毒性可划分出不同的等级（表8-18）。本世纪四、五十年代起，人们就化学物质和工业废水对生物（尤其是水生生物和鱼类）的危害进行了认真研究，并逐渐成为监测污染影响的重要手段之一。
　　在污染的生态监测中采用毒性试验方法可反馈很多重要信息，如有害物质进入周围环境时其致毒性如何或能否发生改变；接受系统受影响的程度如何；何种有害物质的致毒性最大以及在何种条件下毒性最强；对生物的生活史能产生什么影响等。除此外，毒性试验在侦察污染物，寻找污染源，评价环境污染程度，确定废水处理的要求和监测废水处理效果，确定污染物排放标准等方面均有实用价值。 　　毒性试验中对生物的致毒方式主要采用三种方法。一是接触致毒；二是口服致毒；三是人工直接感染法。具体选用哪种致毒方式，要视受试动物的生态习性和试验目的而定。 　　用于毒性试验的生物种类很多。药理学和工业毒性学中经常利用鼠类或小型哺乳类、细菌和细胞培养等。环境污染的监测中，水生生物大部分以鱼类为主，也有的采用浮游生物和底栖动物。毒性试验中受试生物的选择是很重要的，目前采用的标准主要从以下几方面考虑： 　　①该生物是重要的生态类群的代表，在人类或其它重要物种的食物链中占有一定地位； 　　②分布广泛，经得起实验室检验，易饲养、遗传稳定，因而有均匀群体和足够数量供试验用； 　　③该生物拥有相当丰富的背景资料（即生理学、遗传学、分类学及在自然环境中的作用等）； 　　④试验终点反应（Test end point response）容易鉴别； 　　⑤对毒物反应的敏感性强，但又要具有不易生病、不易被寄生等特点。 　　（二）急性霉性试验 　　急性毒性试验是指在较短的时间内，通常为96小时或更短的时间，能引起试验动物死亡或剧烈损伤的一种试验方法。急性毒性试验常采用下列术语和指标： 　　1．半致死浓度（median lethal concentration，LC50）是指在规定时间内引起试验动物死亡一半的浓度。与其含义相同的一个概念是“平均耐受限”（median tolerance limit），简称TLm。 　　2．半效应浓度（median effect concentration，EC50）是指在一定时间内，试验动物的一半出现某种伤害效应（如失去平衡、发育异常或畸型等）的毒物浓度，以表示经毒物短期接触的亚致死毒性。在实际试验过程中，有些试验动物死亡与否的判定很困难，在这种情况下采用EC50来表示，有助于结果的统一而增强可比性。EC50 的浓度低于LC50，它是表示亚致死的毒性，与LC50不能相互比较。 　　3．半致死剂量（median tethal dose， LD50）是指用口服或注射等方式致毒，在一定时间内致毒而使动物死亡一半的剂量。 　　4．半致死时间（median lethal time， LT50），是指在一定浓度下，试验动物死亡一半所需的时间。 　　由于急性试验时间不统一，而毒物的致死效应又与受试动物接触毒物时间密切相关，因此，采用上述指标时应标明接触时间，如24小时LC50、48小时Lc50或96小时LC50。接触时间不同，LC50亦不同。LC50不是一种对毒物的绝对的、定量的描述，它只是说明种群在一定时间、一定环境下对毒物的反应幅度。同一种受试动物，而用不同的毒物进行试验，就会有不同的LC50。反之，毒物相同而受试动物不同，也会有不同的LC50。 　　在实际试验过程中，要得到使受试动物恰好50％个体死亡的结果是极为少见的，常采用直线内插法，即根据不同接触时间以及在等对数间距的各个试验浓度下受试动物的死亡，求出不同接触时间内的LC50值。计算时必须有使受试动物存活半数以上和半数以下的各种试验浓度。根据毒物或废水试验浓度和受试动物的死亡率，用半对数座标纸作图，将死亡率大于50％小于50％的两个浓度划一直线，在死亡率50％处划一平行线与浓度座标相连，即分别求出不同接触时间内的LC50值（图 8-14）。如果毒物的浓度为横座标且用log10来表示，死亡率的纵座标用％来表示，就可得到一条理想的剂量反应曲线（图8-15a）。如果横座标的度量不变，死亡率的纵座标用概率单位（probability scale）来表示，则上述的剂量反应曲线就变成一条直线相关，称为剂量反应线，或称对数-概率模式（图8-15b）。这是一条非常有用的反应线，可以此直线用内插法求出LC50。如果获得的试验数据用对数-概率画出的线不是直线，说明它不是正态分布，从这些数据中计算的LC50是没有意义的，应认真寻找技术上的原因。

　　LC50值在以下四个方面有着重要的实用价值： 　　对可能进入环境的化学物质进行毒性的筛选，为控制剧毒物质的生产和使用提供科学依据； 　　作为监测污染源和环境污染生物学评价的依据； 　　检查有毒物质处理效果，为制定排放标准提供依据； 　　计算安全浓度的依据，是制定环境标准的重要的参数。 　　根据急性毒性试验的数据计算安全浓度，常采用下列经验公式：
安全浓度=96hLC50×0.1（或0.1—0.01） (3) 　　目前采用较普遍的是公式（3）。对于易分解、又很少造成残毒的化学物质一般用0.05—0.1之间的系数。而对稳定且又易于在生物体内积累的污染物，其系数多选在0.01—0.05这个范围内。 　　（三）慢性毒性试验 　　慢性毒性试验是指在实验室条件下进行的低浓度、长时间的中毒试验，观察毒物与生物反应之间的关系，以确定对生物无影响的浓度（安全浓度）。慢性试验时间与生物种类和试验目的有关，从几小时到一年以上不等。有的试验包括了生物的整个生活史的观察（如从上一代卵→下一代卵）；有的则为部分生活史（如胚胎→幼体或卵→死亡）。故慢性毒性试验又称长期的、亚致死试验（Long-term，sublethal toxicity test）。 　　通过急性毒性试验的LC50计算可求出安全浓度，为何还要进行耗资耗时的慢性毒性试验呢？其原因主要有二点：一是许多毒物的毒性是迟发的，或者是累积的，在短时间内还不能完全显示出效应来。对这类毒物的危害用一般的试验方法是无法侦察的。而利用LC50值推算安全浓度所用的系数（0.01—0.1）本身就有10倍之差，故误差往往较大；二是室内短时间试验所得出的结果要应用到自然状态还需要视具体情况做适当修正。而完全依赖野外生态调查结果，其情况又非常复杂，很难准确地找出污染物与生物之间的关系。慢性毒性试验既可弥补急性毒性试验结果应用上的困难，又能克服野外生态调查条件不易控制的矛盾。 　　生物的种类很多，不能设想各种毒物对每种生物的安全浓度都通过慢性毒性试验求得，而且有些生物又不能在实验室内进行慢性试验。基于上述二点，人们力图从同一种毒物对不同种的生物或同种生物在不同条件下对相同毒物的最大容许浓度之间找到某种关系，以解决上述问题。所谓最大容许浓度（maximum allowable concentration）是指在慢性毒性试验中，对试验生物无影响的最高浓度和有影响的最低浓度之间的毒物阈浓度。大量的实验证明，用急性毒性试验求得的LC50再乘上一个应用系数是解求这个问题的较理想的方法。其公式为：
　　根据实验，尽管同一种毒物对不同生物的毒性存在着很大差异，但应用系数却十分相近。例如，马拉硫磷对黑头软口鲦和蓝鳃鱼的96小时LC50值分别为10.45mg/L和 0.110mg/L，慢性试验求得的最大容许浓度为0.20—0.58mg/L和0.0036—0.0074mg/L。若分别计算它们的应用系数，二者却极为相近。蓝鳃鱼为0.034—0.067，而黑头软口鲦为0.019—0.056。因此，人们可以在一种生物求得的应用系数乘上另一种生物的LC50来计算出它们对同种毒物的最大容许浓度，即最大容许浓度=LC50×应用系数。 阅读材料 三、致突变和致癌物质的检测 　　（一）微核技术 　　微核技术是利用花粉母细胞减数分裂时四分体时期出现的微核率来指示环境污染的方法，其基本原理是：植物细胞分裂时染色体要进行复制，在复制过程中如果受到外界诱变因子的作用，就会产生一些游离染色体片断，形成包膜，变成大小不等的小球体，这就是微核（micronucleus，MCN）。这种效应在花粉母细胞的减数分裂时特别敏感，在细胞分裂的四分体时期最易观察到微核大小和多少，一般为细胞核的1/10—1/20，每个四分孢子中可能有一个或多个不定。产生微核的数量与外界诱变因子的强弱成正比，故可用微核出现的百分率来评价环境污染水平和对生物危害程度。微核率的计算为：
　　紫露草（Tradescantia paludosa）微核技术在大气污染监测中的应用已获得了较好的效果。金岚等（1986）曾将这种监测技术应用于“热污染”研究中，证实了高温对白鲢鱼白细胞微核率也有明显的影响（表8-19）。蚕豆（Vicia faba）根尖细胞的染色体大，DNA含量多，对诱变物反应敏感，也是微核监测技术常用的试验材料。
　　（二）染色单体交换测定技术 　　鱼类细胞姊妹染色单体交换（SCE）测定技术是70年代发展的一种新技术。细胞在胸腺嘧啶核苷类似物——5-溴脱氧尿苷（Brdu）或5-碘脱氧尿苷存在的条件下，经过两个复制周期，Brdu掺与到一条染色单体的DNA单链和另一条染色单体的双链，经分化染色，DNA单链为深染，两条染色单体的双链为浅染。两条姊妹染色单体在同源位置上发生段片性交换，称之为姊妹染色单体交换（SCE）。SCE可以看成是染色体同源位点上DNA复制产物的相互交换，与DNA断裂、复源有关。SCE频率可表示细胞在DNA合成期受损后的修复程度，作为一个敏感的遣传毒理学检测指示，已得到广泛应用。目前SCE技术所选用的试验材料是吻吓虎鱼（Rhinogobius giurirnus）。这是一种野生的小型鱼类，数量多，分布广且易捕捞、染色体数Zn=44，全为末端着丝点染色体，其形态与实验室小鼠粒型极为相似、核型特点很适合于SCE测定分析。 　　（三）艾姆斯试验技术 　　艾姆斯（Ames）试验是由美国加洲大学生物化学家艾姆斯等人提出的一种用于检测环境中致突变物的测试方法，是利用经人工诱变了的微生物作为指示微生物的一监测方法。 Ames试验是利用鼠伤寒沙门氏菌（Salmonella typhimurium）的组氨酸营养缺陷型菌株发生回复突变的性能来检测被检物质是否具有致突变性。具有组氨酸缺陷型的沙门氏菌株。