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摇 摇 摇 摇 摇 生 态 学 报
摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 (SHENGTAI XUEBAO)
摇 摇 第 33 卷 第 1 期摇 摇 2013 年 1 月摇 (半月刊)
目摇 摇 次
前沿理论与学科综述
生态整合与文明发展 王如松 ( 1 )…………………………………………………………………………………
干旱半干旱区坡面覆被格局的水土流失效应研究进展 高光耀,傅伯杰,吕一河,等 ( 12 )……………………
城市林木树冠覆盖研究进展 贾宝全,王摇 成,邱尔发,等 ( 23 )…………………………………………………
环境质量评价中的生物指示与生物监测 Bernd Markert,王美娥,Simone W俟nschmann,等 ( 33 )………………
水溶性有机物电子转移能力及其生态效应 毕摇 冉,周顺桂,袁摇 田,等 ( 45 )…………………………………
个体与基础生态
凋落物和增温联合作用对峨眉冷杉幼苗抗氧化特征的影响 杨摇 阳,杨摇 燕,王根绪,等 ( 53 )………………
不同浓度 5鄄氨基乙酰丙酸(ALA)浸种对 NaCl胁迫下番茄种子发芽率及芽苗生长的影响
赵艳艳,胡晓辉,邹志荣,等 ( 62 )
……………………
………………………………………………………………………………
缺镁胁迫对纽荷尔脐橙叶绿素荧光特性的影响 凌丽俐,彭良志,王男麒,等 ( 71 )……………………………
松嫩草地 66 种草本植物叶片性状特征 宋彦涛,周道玮,王摇 平,等 ( 79 )………………………………………
花蜜中酚类物质对群落中同花期植物传粉的影响 赵广印,李建军,高摇 洁 ( 89 )………………………………
桉树枝瘿姬小蜂连续世代种群生命表 朱方丽,邱宝利,任顺祥 ( 97 )……………………………………………
种群、群落和生态系统
蒙古栎地理分布的主导气候因子及其阈值 殷晓洁,周广胜,隋兴华,等 (103)…………………………………
河静黑叶猴果实性食物组成、选择及其对种子的扩散作用 阮海河,白摇 冰,李摇 宁,等 (110)…………………
2010 秋季东海今生颗石藻的空间分布 靳少非,孙摇 军,刘志亮 (120)…………………………………………
OPRK1 基因 SNP 与梅花鹿昼间行为性状的相关性 吕慎金,杨摇 燕,魏万红 (132)……………………………
鄱阳湖流域非繁殖期鸟类多样性 邵明勤,曾宾宾,徐贤柱,等 (140)……………………………………………
人工巢箱条件下两种山雀鸟类的同域共存机制 李摇 乐,张摇 雷,殷江霞,等 (150)……………………………
桉鄄桤不同混合比例凋落物分解过程中土壤动物群落动态 李艳红,杨万勤,罗承德,等 (159)…………………
三峡库区生态系统服务功能重要性评价 李月臣,刘春霞,闵摇 婕,等 (168)……………………………………
景观、区域和全球生态
黄土高原小流域不同地形下土壤有机碳分布特征 李林海,郜二虎,梦摇 梦,等 (179)…………………………
海岸带地理特征对沉水植被丰度的影响 吴明丽,李叙勇,陈年来 (188)…………………………………………
玛纳斯河流域扇缘带不同植被类型下土壤物理性质 曹国栋,陈接华,夏摇 军,等 (195)………………………
资源与产业生态
农田开垦对三江平原湿地土壤种子库影响及湿地恢复潜力 王国栋,Beth A Middleton,吕宪国,等 (205)……
漫溢干扰过程中微地形对幼苗定居的影响 安红燕,徐海量,叶摇 茂,等 (214)…………………………………
黑龙港流域夏玉米产量提升限制因素 徐丽娜,陶洪斌,黄收兵,等 (222)………………………………………
黑龙江省药用植物根际土壤真菌多样性 慕东艳,吕国忠,孙晓东,等 (229)……………………………………
桑沟湾养殖生态系统健康综合评价 傅明珠,蒲新明,王宗灵,等 (238)…………………………………………
城乡与社会生态
基于“OOAO原则冶的罗源湾生态质量状况综合评价 吴海燕,吴耀建,陈克亮,等 (249)………………………
四十里湾营养状况与浮游植物生态特征 李摇 斌,白艳艳,邢红艳,等 (260)……………………………………
生态足迹深度和广度:构建三维模型的新指标 方摇 恺 (267)……………………………………………………
中国东西部中小城市景观格局及其驱动力 齐摇 杨,邬建国,李建龙,等 (275)…………………………………
研究简报
南海陆坡沉积物细菌丰度预测 李摇 涛,王摇 鹏 (286)……………………………………………………………
浑善达克沙地榆树疏林幼苗更新空间格局 刘摇 振,董摇 智,李红丽,等 (294)…………………………………
光和不同打破种子休眠方法对紫茎泽兰种子萌发及幼苗状态的影响 姜摇 勇,李艳红,王文杰,等 (302)……
学术争鸣
关于植物群丛划分的探讨 邢韶华,于梦凡,杨立娟,等 (310)……………………………………………………
期刊基本参数:CN 11鄄2031 / Q*1981*m*16*316*zh*P* ￥ 90郾 00*1510*35*
室室室室室室室室室室室室室室
2013鄄01
封面图说: 外来入侵物种紫茎泽兰———紫茎泽兰约于 20 世纪 40 年代由缅甸传入中国云南南部后迅速蔓延,现已在云南、贵
州、四川、广西、重庆、湖北、西藏等省区广泛分布和危害,并仍以每年大约 30 km的速度扩散。 紫茎泽兰为多年生草
本或亚灌木,号称“植物界杀手冶。 其对环境的适应性极强,疯长蔓延,能极大耗损土壤肥力。 它的植株能释放多种
化感物质,排挤其他植物生长而形成单优种群,它破坏生物多样性,威胁到农作物、畜牧草甚至林木,且花粉能引起
人类过敏性疾病等,目前尚无有效治理对策。
彩图提供: 陈建伟教授摇 北京林业大学摇 E鄄mail: cites. chenjw@ 163. com
第 33 卷第 1 期
2013 年 1 月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol. 33,No. 1
Jan. ,2013
http: / / www. ecologica. cn
基金项目:国家自然科学基金面上项目(41271503); 国家自然科学重点基金(41030744)
收稿日期:2011鄄06鄄30; 摇 摇 修订日期:2012鄄09鄄26
*通讯作者 Corresponding author. E鄄mail: wpchen@ rcees. ac. cn
DOI: 10. 5846 / stxb201106300977
Bernd Markert,王美娥,Simone W俟nschmann,陈卫平.环境质量评价中的生物指示与生物监测.生态学报,2013,33(1):0033鄄0044.
Markert B, Wang M E,W俟nschmann S, Chen W P. Bioindicators and Biomonitors in Environmental Quality Assessment. Acta Ecologica Sinica,2013,33
(1):0033鄄0044.
环境质量评价中的生物指示与生物监测
Bernd Markert1,王美娥2,Simone W俟nschmann1,陈卫平2,*
(1. Environmental Institute of Scientific Networks (EISN鄄Institute), Fliederweg 17, D鄄49733 Haren, Germany;
2. 城市与区域生态国家重点实验室,中国科学院生态环境研究中心,北京摇 100085)
摘要:通过比较生物指示与生物监测技术和仪器分析技术的分析过程及原理,结合北京市土壤中土壤脲酶与土壤重金属含量之
间的相关关系的案例,及生物指示与生物监测技术在水生生态系统及大气污染研究中的应用状况,系统阐述了生物指示与生物
监测技术研究的发展历程、研究前沿及发展方向。 指出定量校正及不同学科与地区的科学团队的合作是生物指示与生物监测
技术研究中需要克服的关键问题,并提出生物指示与生物监测技术研究的目标是整合不同学科的研究方向,为人类健康与环境
安全的保护与预测提供技术支持。
关键词:生物指示与生物监测;环境污染;学科整合;人体健康与环境安全
Bioindicators and Biomonitors in Environmental Quality Assessment
Bernd Markert1, WANG Mei忆e2,Simone W俟nschmann1, CHEN Weiping2,*
1 Environmental Institute of Scientific Networks (EISN鄄Institute), Fliederweg 17, D鄄49733 Haren, Germany
2 State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Centre for Eco鄄environmental Sciences, Chinese academy of Sciences, Beijing 100085, China
Abstract: Classical programs for environmental monitoring have been supplemented by bioindication measures for a number
of years. Investigations on living organisms or their remains (e. g. peat) are frequently used to indicate the environmental
situation in either qualitative (bioindication) or quantitative (biomonitoring) terms. This provides pieces of information on
environmental burdens of a region at a given point of time or on its changes with time ( trend analysis) . Classical
bioindication often deals with observation and measurements of chemical noxae (both inorganic and organic ones) in well鄄
defined bioindicator plants or animals ( including man).
In term of analytical procedures and results, there are parallel developments between progresses in bioindication and
innovation in instrument analytical methods. Bioindication approaches usually integrate instrument analytical methods and
get information through them. One of the main problems in practice is the representativeness of samples in bioindication
approaches and in instrument analytical methods. To get an idea of precision in respect of site and time variations, repeated
sampling is necessary in the bioindicator approaches. However, it is difficult to obtain the accuracy of the approach during
the sampling procedure since there is no “certified reference system冶 at present as a calibrator for accuracy in representative
sampling. Compared to instrumental analytical methods, a linear range for bioindicators is more difficult to achieve since
living organisms are constantly changing their “ hardware冶 by biologically living processes. Therefore, standardisation of
bioindicators seems unrealistic at the moment, which means that harmonisation between users of the same indicators is
specific and of real concern for the future. It is hard to harmonise scientific and cultural differences in a globalising world
because cross-border projects have a tremendous intercultural impact. In spite of that, bioindication may be seen as a
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gateway to intercultural understanding and as a catalyst for peaceful international cooperation.
A selected monitoring case study of Bejing, China illustrates the new necessity of these methods. Results of Beijing
revealed that contents of Cd, Cu and Zn in urban soils of Beijing had insignificant relationship with soil urease activity,
while Pb contents in soils had significant negative relationship with soil urease activity. However, urease activity in Beijing
urban soil cannot be used as the bioindicator for monitoring Pb pollution in soils because the content of Pb can only explain
10% of the significance.
Based on progresses in bioindication for some 30 years, there are now following lines of further development: 1) more
frequent inclusion of multi鄄element total analyses for a thorough investigation of mutual correlations in the sense of the
Biological System of Elements, 2 ) more work on ( analytical ) speciation issues to proceed into real effect鄄oriented
environmental sciences, and 3) there should and must be a focus on integrative bioindication methods because for a large
number of environmental monitoring problems, a single bioindicator will not provide any meaningful information. Integrative
concepts such as the Multi鄄Markered鄄Bioindication鄄Concept ( MMBC) provide basic means to get into precautionary
environmental protection effects. In conclusion, there is very much interest in integrated monitoring which will require an
interdisciplinary design and formation of research groups in future surveys. This would permit rapid and flexible adjustment
of the working groups to the particular frame of reference and enable a quick exchange of information between the individual
disciplines.
Key Words: bioindication and biomonitoring; environmental pollution; science integration; human health and
environmental safety
人为或自然因素干扰使生物生存的环境及环境条件发生了变化,因此生物对环境变化的响应包含了一定
的环境信息,人类由此可以通过观测生物反应获得有关环境变化的信息。 在生物科学发展史上,这种借助于
生物的手段以获取环境信息的研究大致经历了 3 个阶段,即:1)1950 年之前的描述和观测生物学时期;2)上
世纪后半叶环境科学兴起和发展时期(1950—2000 年);3)以及当前“新冶“旧冶生态学结合时期。 这个时期以
可持续发展为科学目标,包括对生物技术及先进的通讯、信息技术应用[1],有关环境质量的信息可以通过生
物指示或生物监测的方式精确获得。
本文拟通过对生物指示与生物监测技术的理论基础、方法手段、应用现状及案例的综述,指出该技术在实
际应用中存在的问题以及发展前景,为生物指示与生物监测技术在环境质量评价中的合理利用提供指导。
1摇 生物指示与生物监测的概念、目的和意义
“生物指示冶的定义最先于 1980 年由 M俟ller提出:“生物指示简化了生物系统的复杂反应,生物指示物的
反应能够用来评估整个生物系统对环境变化的响应。冶 [2]。 因此,生物指示与生物监测技术能够被用于观察
极端影响因子对生态系统的影响及其长期变化,或不同地点之间环境效应的差异(例如污染区和清洁区之
间) [1, 3鄄4]。 我国环境科学家沈韫芬在 20 世纪 90 年代初指出,生物指示与生物监测的目的是希望在有害物质
还未达到受纳系统之前,在工厂或现场就以最快的速度把它监测出来,以免破坏受纳系统的生态平衡;或是能
侦察出潜在的毒性,以免酿成更大的公害[5]。
对于生物指示和生物监测的定义以及相关术语的解释在国际学术上还未达到统一认识。 在前期的理论
基础上,对各种生物指示物与生物监测物进行了以下定义[6鄄7]:
1)生物指示物摇 指包含了周围环境(或部分环境)质量有关信息的某个生物、或生物的某个组成部分,或
一个生物群落;生物监测物往往也是生物指示物,但是一个生物指示物不一定符合生物监测物的要求。
2)主动生物指示物(生物监测物)摇 指实验室里培养的生物指示物(监测物),能够以稳定的形态在特定
时间内暴露于野外,暴露结束后,记录和分析生物指示物(监测物)对暴露的响应以及所吸收的外源物质。
3)被动生物监测物摇 指用于记录环境暴露的自然生态系统中的生物。
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4)累积性指示物 /监测物摇 指从周围环境中积累一种或几种元素和 /或化学物质的生物。
5)效应或响应指示物 /监测物摇 指生物暴露于某种或多种元素或化学物质时,所产生的特定的或非特定
的响应。 这些响应包括水平变化,如:形态上、组织或细胞结构、生物代谢过程、个体行为或种群结构等。
摇 图 1摇 图解说明响应指示物、累积指示物以及效应 /影响指示物[1]
Fig. 1 摇 Illustration of the terms reaction, accumulation and
effect / impact indicator[1]
近年来“累积指示物冶和“效应指示物冶这 2 个名词
大量出现在文献中,这 2 种指示物反映了生物过程的 2
个方面。 生物对污染物暴露的响应主要表现为生物体
对污染物的累积,在累积系数较高的情况下,至少有一
种效应指示物 /监测物能够达到检测水平,例如:细胞水
平上的形态变化,许多无脊椎动物在积累重金属之后所
能够形成含金属的胞间颗粒。 然而,如图 1[1]所示,通
常情况下只有在生物累积了足够的化学物质后,细胞间
或细胞内的化学物质浓度才达到产生效应的水平,这种
效应往往能够被监测到。 因此,人们认为“累积指示物冶和“效应指示物冶在较广泛的意义上可以被称为“响应
指示物冶。
由于生物指示与生物监测在一定程度上反映了生态系统污染或退化的程度,因此,通过生物指示物研究
至少可以获得有关所处生态环境的以下 2 种不同信息:第一、简单综合的信息;第二,高度特定的信息。 而后
者所包含的信息非常详细和精确,具有较强针对性并且可以复制。 为了要达到这些目的,沈韫芬认为:首先,
要选择好监测的类型,要求在一系列的监测定位点上的数据能反映出种群、群落或生态系统的质量变化;第
二,要确定连续监测、周期监测和临时监测的地点;第三,要确定测试的终点、参数或其它对保持环境优佳状况
的关键因子,包括物理、化学、生物学的特征;第四,要建立一个专业性的协调委员会来统一适宜的监测方法,
如选定测试终点,建立标准方法,进行合理的推理、判断和裁决。 第五,要建立监测的优选权[5]。
此外,生物对污染物的敏感性并不能作为生物指示物筛选的唯一条件,对污染物的过度敏感会导致敏感
生物的种群密度下降,从而使敏感程度较高的物种与敏感程度一般的物种之间发生直接或间接的竞争关系。
目前为止,普遍认为单一物种的生物指示物不可以用来指示污染物对整个生态系统所产生的生态效应[8]。
2摇 环境变化的生物信息
在生物指示研究中,首先需要获得特定、详细的生物系统信息,如污染物与生物(指示生物)效应之间的
关系。 图 2 在污染物胁迫下,复杂生态系统中产生的能够通过生物指示及生物监测所反映的相互作用及其
变化[8]。
关于生物指示物 /生物监测物里所指的“信息冶,通常是指特定生物指示物 /监测物所观察到或监测到的
由环境变化引起的生物不良反应。 由于目标污染物与其它环境组分之间的关系极其复杂[9],生态系统组成
成分具有多功能和多结构的特点,污染物与生物指示物之间的相互作用通常难以解释。 如图 2 所示,污染物
A与污染物 B的相互作用不仅仅是简单的协同或拮抗关系[10鄄11],污染物 A和 B的吸收途径、作用位点以及代
谢方式都无法被全面解释和了解。
3摇 仪器分析技术与生物指示与生物监测技术的比较
由于仪器化学分析(定性和定量分析)和生物指示(污染控制的定性技术)与生物监测(定量技术)这 2 种
生物检测技术具有很多相似之处,因此有必要对这二类分析技术进行比较。
3. 1摇 仪器分析技术和生物指示与生物监测技术
有关仪器分析的详细技术途径见图 3[4],这些技术概括了化学物质的典型仪器分析过程,包括利用光谱
仪和光度仪分析酶活性或其它与生态系统有关的指标。 光谱仪法的普遍原理是:在特定的波长下利用光度仪
原子吸收光谱等离子体分析待测样品,并进行定量,分析过程中采用标准物质进行质量控制。 采样过程以及
样品的前处理是仪器分析误差产生的主要来源,误差率分别高达 1000%和 300% 。
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图 2摇 复杂生态系统中有关污染物的相互关系以及对生物指示和生物监测的影响[4,10鄄11]
Fig. 2摇 Simplified representation of complex ( eco鄄) system interrelations with regard to a pollutant, and consequences for bioindication
and biomonitoring[4,10鄄11]
图 3摇 光谱技术和生物指示物 /生物监测物技术之间的比较;在实践中,仪器分析通常是生物指示技术中不可分割的部分[4]
Fig. 3摇 Comparison of measurements performed by spectrometers and bioindicators / biomonitors. In practice, instrumental measurements
are often an integral part of bioindication[4]
仪器分析与生物指示分析的直接比较见图 3[4]。 由图可知,由于生物指示技术通常需要整合仪器分析过
程,实验室里研究生物指示物在很大程度上依赖于仪器分析,通过仪器分析从生物指示物中获取信息。 在实
际实验室操作中,生物指示与生物监测技术和仪器分析所面临的共同问题是样品采集的代表性问题,即所采
的样品必须能够代表所要解决的科学问题[12鄄15]。
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摇 图 4摇 分析化学的精确性 (可重复性)和准确性 (真实性)的
图解[8]
Fig. 4摇 Illustration of the terms “precision冶 (reproducibility) and
“accuracy冶 (the “ true冶 value) in analytical chemistry[8]
a:较差的精确性和准确性;b:较好的精确性而较差的准确性;c:较
差的精确性而较好的准确性;d:较好的精确性及准确性。 軃x =算术
平均值;Vr =变异系数
摇 图 5 摇 被监测环境污染物浓度与生物体内污染物浓度之间的
关系[6]
Fig. 5 摇 Correlation between the environmental concentration of
the pollutant to be monitored and the concentration in
the organism[6]
污染物累积生物与排斥生物的线性检验范围非常窄[5]
3. 2摇 生物指示和生物监测技术的精确性和准确性
生物指示与生物监测除了与仪器分析一样需要具
有高度代表性的样品作为分析对象或者指示物以外,仪
器分析中的许多操作规程和质量控制条件也适合于生
物指示与生物监测。 近 20a 来,仪器分析研究中对“精
确性冶(重复性)和“准确性冶(真实性)的定义进行了严
格的区分(图 4) [8]。 “精确性冶的目的是为了跟踪和消
除分析过程中产生的误差,如测试仪器稳定时间不足所
产生的误差(仪器特定的失调)。 对于一般分析过程,
1%—5%的精确度可以满足大部分仪器分析的要求。
然而,仅仅因为能够重复出现某个信号并不能说明分析
程序的准确性,这是因为不管精确性多高的数据也会出
现严重偏离样品的“真实冶(如元素等)含量的现象。 因
此,只有在整个分析过程都处于严格的质量控制条件下
才能获得准确的分析结果,并且精确性和准确性的检验
必须贯穿于整个分析过程。 目前,有 2 种基本方法用于
检验分析结果的准确性:1)使用标准物质; 2)比较不同
实验室之间单独分析所获得的结果。
3. 3摇 生物指示与生物监测技术的定量校准
与仪器分析相比,生物指示与生物监测技术的最大
缺陷是定量校准的问题,即,生物系统的定量校正,因
此,生物反应通常无法定量指示污染物暴露或环境质量[4]。 随着生物指示与生物监测研究的日益深入,发现
了越来越多的环境污染生物指示物,然而符合环境质量指示标准的,可以用来作为主动或被动生物监测物的
自然界生物却很少。 通过分析生物指示物个体对某种污染物的积累并不能获得这种污染物在环境中的浓度,
如图 5[6]所示,环境浓度和生物体内积累量之间是一个
坪特性曲线的关系。 许多植物和动物在污染物的环境
浓度较低的情况下表现出很高的累积系数,但是当环境
浓度升高时,累积系数急剧降低。 并且,由于一般情况
下环境污染物生物都是通过主动吸收的途径进入生物
体内,许多生物在较宽的污染物浓度范围内都能够保持
较低的吸收系数[4],只有在污染物浓度超过急性毒性
浓度时,生物体调节机制才会被破坏,从而导致污染物
累积量大幅度增加。 只有当污染物通过被动扩散途径
进入生物体内时,生物体对污染物的累积与环境污染物
浓度之间才会出现线性关系,但是被动扩散途径在生物
体吸收无机污染物如金属化合物时较少出现。 总之,生
物指示物与生物监测物和环境污染物浓度之间的关系
并非线性关系,而是对数关系。 尽管对数方程中的线性
关系可以通过数学转化得到,但是这 2 个参数之间的线
性关系只局限于很小的浓度范围内。 因此,只有在这种
线性关系与仪器分析的校正线性关系可等同的情况下,
73摇 1 期 摇 摇 摇 Bernd Markert摇 等:环境质量评价中的生物指示与生物监测 摇
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摇 图 6摇 人类和生态毒理学综合方法中生物指示工具箱模型的分层
结构[4]
Fig. 6 摇 Possible hierarchical structure of a bioindicative toolbox
model for integrative approaches in human鄄 and ecotoxicology[4]
工具箱 MED和 ECO包含单个组的实验,这些试验能够根据功能
组合起来成为一个针对特定指南要求或者特定科学问题的综合
技术;工具箱 HSB和 ESB包含国际环境样本库中针对环境和人类
毒理学的列年样本;MED 和 ECO 还包含环境化学物质的生态毒
理学和人类毒理学重要信息;在综合技术中,所有单独获得的结
果都会经过现有的,来自生态系统研究、毒理学以及环境样本库
的基础数据的充实和验证,而这个过程中所涉及的参数都选自工
具箱 TRE和 DAT[4]
生物反应才能够为其所处的环境提供明确的定量信息。
综上所述,因此,生物指示物的定量标准化是目前
生物指示与生物检测技术研究中的最大挑战,而且同一
个生物指示物的不同使用者之间在分析方法和分析条
件上的规范统一也是今后生物指示物利用中需要明确
和真正关注的问题。
3. 4摇 生物指示与生物监测技术的应用规范
在化学分析领域中,实验室之间通过比较同一个真
实样品的测试结果来优化和统一各自的分析方法。 因
此,在生物指示与生物监测的“校正冶过程中,不同实验
室也必须统一使用同一个指示物,并在统一的实验条件
下进行。 由于生物试验往往高度标准化,重复性较好,
并广泛应用于生物指示研究的各个领域,因此在实验室
实际操作过程中不存在操作程序上规范统一问题。 因
而唯一需要强调的是项目设计中不同研究团队之间合
作的问题,项目设计包括测试指标、感应器以及记录方
法等的选择,以及信息传递和信息技术,需要考虑时间
和空间尺度。 通过不同研究团队的相互合作,对所得出
的结果进行比较,以校正生物指示与生物监测结果的
“准确性冶。 在比较的过程中需要考虑的主要问题是:
针对同一现象,通过不同技术手段(如遥感和原位)所
获得的观测结果之间的关联性问题[16鄄17]。
4摇 生物指示与生物监测整合技术及其应用
生物指示与生物检测技术必须能够为准确评价生
态系统的污染或退化程度提供信息,不是一个针对具体
环境状况的“环境监测仪器冶,而是一个对不同生物指
示与监测系统有着与其它环境参数相关联的综合技术,
能够对环境污染状况进行明确的评价,其发展目标是保
护人体和环境健康。
4. 1摇 人体健康风险评价和预测
图 6[4]表示了一个完整的利用生物指示与生物监
测技术支撑的动态环境监测系统。 系统根据监测目标
或科学导向框架选择和重组试验参数,并且为了能够综
合监测环境,人和环境这两个调查主体,以及由此派生
的人体毒理学和生态毒理学原理都与各种“工具箱冶和
检测项目(“工具冶,如生物测试)相联系。
如图 6[4]所示,系统由 6 个工具箱所组成,前两个
主要来源于环境研究,分别为数据 DAT和趋势 TRE。 DAT 包含一整套有关被调查(生态)环境的全部可获得
数据:包括纯仪器检测得到的数据如气象球数据,还包括工作场所的饮用水、食物或空气中物质的最大容许浓
度,以及相关的可接受的每日摄取量 ADI和无效应剂量 NO(A)EL。 工具箱 TRE 包含有关趋势的数据,这些
数据主要由国家环境样品库几年的调查结果组成,或者是国家和国际上的长期研究结果[18鄄20]。 TRE 可以利
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用后续的工具箱针对人类的数据库 HSB 和针对环境的数据库 ESB 来判断环境特征以及进行趋势预测[21]。
药品工具箱 MED包含所有用于亚慢性和慢性毒理学血液病和化学临床调查的常规方法,生态系统工具箱
ECO由特定生态系统相关的所有生物指示与生物监测系统和检测物组成,使其更适用于被监测的特定状况。
所有工具箱的数据必须是相互联系的,以便能够用来评价一个群体中每个特定小组的平均健康风险,或者通
过组成网络结构来预设最高风险值。 这种风险评价方式能够充分利用当前科学水平下的所有基于污染物生
态效应及剂量鄄效应关系所获得的毒理学限值[21]。
由于不能利用人类进行毒理学试验,只能依赖于工作场所的经验以及中毒案例来进行风险评价和评估。
此外,除了个体案例的检验报告以外,必须通过对暴露人群和控制人群的流行病学调查来确定物质的致病效
应。 由于模拟模型往往已经考虑到了所有能收集到的数据,同时还能够整合没有直接相互作用的参数,因此,
开发和利用信息技术为基础的模拟模型在人体健康生物指示与生物监测中具有十分重要的作用。 这些数据
来源于流行病学、免疫学、毒物代谢动力学和代谢学研究以及构鄄效关系。
正如 Markert所指出的那样,这些不同工具箱之间所组成的网络不仅诠释了生物指示与生物监测的整体
概念,而且还概括了多元标记生物指示 MMBC的概念[4]。
4. 2摇 环境样品库
环境样品库的主要目的包括:1)提供环境样品的生态毒理学信息;2)在尽可能保持原有性质的条件下长
期保存环境样品[22]。
具体目标有以下几点[12,21,23]:1)检测采集样品时没有被确认为污染物的物质浓度,或者由于当时缺乏精
确的分析技术而没有检测的污染物浓度(回顾性监测);2)检验当前或者未来环境行业所制定的禁止和限制
条例正确与否;3)定期监测样品存储前已经被确认为污染物的物质浓度; 4)预测本地的、区域的和全球的污
染趋势;5)描述标准化的采样方法;6)记录样品储存的条件。
德国环境样品库计划指出,特定地区的污染状况不能仅仅依赖于某一个生物指示物[12]。 因此,只有一整
套生物指示物才能够客观地反映出生态系统中的污染物状况,表 1[12]和图 7[14]列出了德国联邦环境样品库
(ESB)中所保存的生物标记物及其在生态系统水平上的相互联系。
表 1摇 德国联邦样本库中的样本物种[12]
Table 1摇 Sample species from the German Federal Environmental Sample Bank[12]
样本物种 Sample Species 目的部位 Target Compartment
云杉(Picea abies) /松树(Pinus sylvestris) 当年生枝
红山毛榉(Fagus sylvatica) /伦巴第大杨树(Populus nigra “ Italica冶) 叶片
家鸽(Columba livia f. domestica) 卵
狍子(Capreolus capreolus) 肝肾
蚯蚓(Lumbricus terrestris / Aporrectodea longa) 无胆囊虫体
斑马贝(Dreissena polymorpha) 软体部分
鳊鱼 (Abramis brama) 肌肉组织和肝脏
褐藻(Fucus vesiculosus) 菌体
可食贻贝 (Mytilus edulis) 软体部分
鲇鱼(Zoarces viviparus) 肌肉组织和肝脏
银鸥(Latus argentatus) 卵
沙蚕(Arenicola marina) 无胆囊虫体
中国上海环境样品库是由上海原子核研究所在上海环境科学研究院配合下于 1998 年开始建立,上海地
区首批入库的典型样品有:苏州河水、底泥和大气飘尘样品[23]。
4. 3摇 生物指示技术在北京市土壤重金属污染风险评价中的应用
土壤微生物能够通过分泌胞外酶来促进土壤有机质分解及含氮化合物的转化[24],因此,土壤酶活性反映
93摇 1 期 摇 摇 摇 Bernd Markert摇 等:环境质量评价中的生物指示与生物监测 摇
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了物质循环中微生物代谢过程的动态变化,并且能够作为敏感生物指示物来监测导致土壤质量退化的环境胁
迫。 重金属能够抑制包括酶促过程的土壤微生物活性[25鄄27],在土壤组分如有机碳或总氮含量不发生变化的
情况下,土壤酶活性对重金属污染会产生较显著的响应。 土壤中的脲酶有助于向土壤植物或微生物的生长和
繁殖提供碳源和氮源[28]。 这种酶能够在细胞水平上监测到由于重金属污染引起的土壤微生物代谢活动
变化[29鄄30]。
图 7摇 德国联邦环境样本库中生态系统水平上的样本物种[14]
Fig. 7摇 Selected sets of sample species at the ecosystem level for the German Federal Environmental Sample Bank[14]
对北京市建成区表层土壤脲酶活性与重金属 Cd、Cu、Zn、Pb浓度的对数之间的相关关系可以分为以下三
类,即:二次相关关系,如与 Cd浓度;线性正相关关系,如与 Cu和 Zn;线性负相关关系,如与 Pb(图 8)。 尽管
Kizilkaya的研究发现,农田土壤中 Cd、Cu 和 Pb 的浓度分别在 0. 95—3. 20 滋g / g、23. 05—96. 68 和 76. 10—
210. 43 时,这 3 种重金属含量与土壤脲酶活性没有显著相关性[31],Zhang 对青藏高原的土壤脲酶与土壤重金
属浓度的研究发现,3. 7—59. 4 滋g / g的 Cd浓度以及 19. 7—481. 7 滋g / g Zn浓度显著地抑制了土壤脲酶活性,
然而 1. 1—135. 7 滋g / g和 13. 05—495. 88 滋g / g的 Pb和 Zn与土壤脲酶活性没有显著相关性[32]。 Doelman 和
Haanstra的研究表明,在几种土壤类型中,Cd 在砂壤土中对土壤脲酶的半效应浓度 EC50 最低为 30 滋g / g;Cu
在沙土中的 EC50 最低为 680 滋g / g;Pb在粘土中的 EC50 最低为 1340 滋g / g;而 Zn在沙质泥炭土中的 EC50 最低
为 70 滋g / g[33]。 综上所述,重金属对土壤脲酶的抑制作用不仅与土壤中的重金属浓度有关,并且与土壤性质
有关,而且只有在土壤重金属浓度较高的情况下才表现出显著的抑制作用。
此外,由于 Cu和 Zn元素为微生物生长的必需元素,因此,在一个适宜的浓度范围内,土壤 Cu 和 Zn 含量
的增加能够促进微生物活性。 然而,由于 Pb 对于微生物是有毒元素,因此,土壤 Pb 浓度的增加会抑制土壤
微生物的活性。 从图 8 中可以看出,北京市土壤中的 Cd、Cu 和 Zn 浓度与脲酶活性之间没有显著相关关系,
但是,土壤 Pb浓度与土壤脲酶活性呈显著负相关关系。 然而,北京市土壤脲酶活性仍然不能单独作为土壤
Pb污染的生物指示物,这是由于土壤 Pb浓度只能解释 10%的显著性。
4. 4摇 水体污染的生物指示与生物监测技术在中国的应用现状
与土壤生态系统相比,水生生态系统的生态系统组成成分及其相互作用较为简单,因此水体污染的生物
指示与生物监测研究较为普遍。 通常用于水生生态系统生物指示与生物监测的生物有动物、微生物和植物,
对生物指示物的选择也涉及从分子到细胞、组织、个体和种群群落等不同生态系统水平。 中国国学者在过去
几十年所开展的河流、湖泊、水库和近海的水污染生物监测方面工作取得了很大的成绩,不少学者利用底栖动
物、浮游动物鄄原生动物、藻类监测评价我国很多重要水体的水质现状、污染程度及其发展趋势。
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图 8摇 脲酶与重金属 Cd、Cu、Zn、Pb浓度的对数之间的相关关系
Fig. 8摇 Relationship between urease acitivities and concentrations of Cd, Cu, Zn and Pb in Beijing urban soils
底栖生物指数法评价水质在我国已有近 30a的历史,底栖生物多样性指数如 Shannon多样性指数以及 BI
指数被广泛应用于湘江[35]、长江[36]等的水质评价。 以水体原生动物作为指示生物的生物指示与生物监测技
术应用中最为重要的是聚氨酯泡沫塑料块(Polyurethane Foam Unit, PFU)微型生物群落监测方法,该方法于
1969 年,由美国佛吉尼亚工程学院及州立大学环境研究中心的 Cairns创建,根据生物地理平衡模型及微型生
物在 PFU上群集过程中的 3 个功能参数,即,平衡时的物种数量、群集曲线斜率(或群集常数)和达到 90%平
衡物种数量的时间的变化,来评价水质和监测水污染。 1982 年由中国科学院水生生物研究所沈韫芬引进国
内后并加以改进与完善,在废水处理、河流污染及其自净生物监测方面被广泛应用。 例如,徐润林等及许木启
等利用 PFU原生动物群落特征监测了珠江广州市段及北京通惠河的水质以及安江鄄鄱阳湖口重金属污染情
况[37]。 浮游植物中的硅藻、颤藻、裸藻、衣藻、栅藻等也是水体生物监测中常见的指示生物。 藻类是水生生态
系统中的初级生产者,所有进入水体的物质首先被藻类所吸收,同时藻类作为一种结构简单的生命体对水体
污染物的敏感性较强。 在中国,利用藻类进行水质和水体污染生物监测的研究较多。 总体上可以根据藻类群
落结构特征以及藻类生理生化指标如叶绿素含量等来对水质进行监测。 王旭和朱根海等根据南麂列岛附近
潮间带的底栖藻类的生态种群、密度、形状与环境质量的关系,实现了对该地区的监测目的[38]。
除了利用以上这些低等生物在群落结构水平上对水生生物进行生物监测以外,利用较为高等生物如鱼
类,从分子水平进行生物指示与生物监测也是目前水生生态系统生物监测的研究热点。 例如:计勇等以无污
染饲养鲫龟为监测生物,以鲫鱼脑组织总抗氧化能力为生物指示物,采取主动生物监测法(ASM)对太湖北部
梅粱湖与贡湖污染区进行生物监测[39]。 许多水体污染物“三致冶效应的生物监测研究成果已经被例如国家
环境监测的标准方法中[40],例如,污染物致突变性试验已经被建设部列入城市供水水质检验方法标准中,而
蚕豆根尖微核试验已经被列入了国家环保部编制的《生物监测技术(水环境部分)》,并受到了广泛的应用。
水体原生动物是理想的环境指示物,能够从不同层次直接反映出水体的污染状况。
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4. 5摇 苔藓在大气污染生物指示与生物监测中的应用
苔藓植物结构简单,叶片一般上只有单层细胞,没有保护层,吸附性强,其营养来源主要是大气。 苔藓植
物对大气污染的敏感性是种子植物的 10 倍[41]。 以苔藓为指示生物,通过分析植物组织中的污染物浓度,可
以直接监测大气污染、分析大气重金属沉降的时空分布、污染物迁移及其来源。 自 20 世纪 70 年代开始,苔藓
袋法已经被广泛应用于大气污染的监测。 Cao等利用苔藓袋法研究了城市大气中 S、Cu、Pb、Zn元素的时空分
布[42]。 陈龙等利用苔藓植物,结合大气净度指数法与金属(Mn、Fe、Cu、Cr和 Pb)含量化学分析法评价了沈阳
市的大气质量状况[41]。
图 9摇 环境生物指示用于人体健康预防的发展途径[43]
Fig. 9摇 Possible tracks to follow from environmental monitoring to human health[43]
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5摇 展望
总之,生物指示与生物监测技术(图 9) [43]在生态环境科学研究领域中非常有意义,然而,整合技术的发
展是生物指示与生物监测研究的最终目标,而整合技术应用的关键在于必须预先制定一个跨学科的总体方案
以及成立研究团队,并且能够针对特定的要求对研究团队进行快速、灵活的调整,以便不同学科之间进行快速
信息交流。 此外,也需要考虑到文化、环境质量以及人体健康之间的相互关系。 图 9[43]表示了生物指示与生
物监测技术自 20 世纪 80 年代传统的以环境污染定性和定量为目标,到现在以建立环境生物指示与人类健康
之间的联系为目标,发展到将来以建立人体健康预防的整合技术为目标的发展过程。 从图中可以发现,从目
前的生物指示与生物监测技术水平发展为更为整合的生物指示与生物监测技术的过程中会出现一个“瓶颈冶
现象。 显然,这个“瓶颈冶的产生是由于不同研究团队之间缺乏充分交流与合作的原因。 为了克服这个障碍,
必须要关注以下 2 个重要的问题:
1)使用综合教科书在高校对毒理学家们进行统一培训;
2)设立如图 9 所示的共同科学项目。
尤其针对第二点,需要开发跨学科术语、树立共同目标和发展共同的方法,最后成功的启动研究项目。
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44 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 33 卷摇
ACTA ECOLOGICA SINICA Vol. 33,No. 1 January,2013(Semimonthly)
CONTENTS
Frontiers and Comprehensive Review
Integrating ecological civilization into social鄄economic development WANG Rusong ( 1 )……………………………………………
The effect of land cover pattern on hillslope soil and water loss in the arid and semi鄄arid region: a review
GAO Guangyao, FU Bojie, L譈 Yihe, et al ( 12 )
……………………………
…………………………………………………………………………………
The status and trend on the urban tree canopy research JIA Baoquan, WANG Cheng, QIU Erfa,et al ( 23 )…………………………
Bioindicators and Biomonitors in Environmental Quality Assessment
Bernd Markert, WANG Mei忆e,Simone W俟nschmann,et al ( 33 )
……………………………………………………………………
…………………………………………………………………
Electron transfer capacities of dissolved organic matter and its ecological effects BI Ran,ZHOU Shungui, YUAN Tian,et al ( 45 )…
Autecology & Fundamentals
Antioxidative responses of Abies fabri seedlings to litter addition and temperature elevation
YANG Yang, YANG Yan, WANG Genxu,et al ( 53 )
……………………………………………
……………………………………………………………………………
Effects of seed soaking with different concentrations of 5鄄aminolevulinic acid on the germination of tomato (Solanum lycopersicum)
seeds under NaCl stress ZHAO Yanyan, HU Xiaohui, ZOU Zhirong, et al ( 62 )………………………………………………
Influence of magnesium deficiency on chlorophyll fluorescence characteristic in leaves of Newhall navel orange
LING Lili, PENG Liangzhi, WANG Nanqi, et al ( 71 )
………………………
……………………………………………………………………………
Leaf traits of 66 herbaceous species in Songnen grassland in Northeast China
SONG Yantao, ZHOU Daowei, WANG Ping, et al ( 79 )
…………………………………………………………
…………………………………………………………………………
Effects of nectar secondary compounds on pollination of co鄄flowering species in a natural community
ZHAO Guangyin, LI Jianjun, GAO Jie ( 89 )
…………………………………
………………………………………………………………………………………
The continuous life鄄table of Leptocybe invasa ZHU Fangli, QIU Baoli, REN Shunxiang ( 97 )…………………………………………
Population, Community and Ecosystem
Dominant climatic factors of Quercus mongolica geographical distribution and their thresholds
YIN Xiaojie, ZHOU Guangsheng, SUI Xinghua,et al (103)
…………………………………………
………………………………………………………………………
Fruit diet, Selectivity and Seed dispersal of Hatinh langur (Trachypithecus francoisi hatinhensis)
Nguyen Haiha, BAI Bing, LI Ning,et al (110)
………………………………………
……………………………………………………………………………………
The distribution of living coccolithophore in East China Sea in autumn, 2010 JIN Shaofei, SUN Jun, LIU Zhiliang (120)…………
The association of OPRK1 gene SNP with sika deer (Cervus nippon) diurnal behavior traits
L譈 Shenjin, YANG Yan,WEI Wanhong (132)
…………………………………………
………………………………………………………………………………………
Preliminary study on bird composition and diversity in Poyang Lake watershed during non鄄breeding period
SHAO Mingqin, ZENG Binbin, XU Xianzhu,et al (140)
……………………………
…………………………………………………………………………
Coexistence mechanism of two species passerines in man鄄made nest boxes LI Le, ZHANG Lei, YIN Jiangxia, et al (150)…………
Dynamics on soil faunal community during the decomposition of mixed eucalypt and alder litters
LI Yanhong, YANG Wanqin, LUO Chengde, et al (159)
………………………………………
…………………………………………………………………………
RS / GIS鄄based integrated evaluation of the ecosystem services of the Three Gorges Reservoir area (Chongqing section)
LI Yuechen,LIU Chunxia,MIN Jie,et al (168)
………………
……………………………………………………………………………………
Landscape, Regional and Global Ecology
The distribution of soil organic carbon as affected by landforms in a small watershed of gully region of the Loess Plateau
LI Linhai,GAO Erhu, MENG Meng, et al (179)
……………
……………………………………………………………………………………
Effects of coastal geographical characteristics on the abundance of submerged aquatic vegetation
WU Mingli, LI Xuyong,CHEN Nianlai (188)
………………………………………
………………………………………………………………………………………
Analysis of soil physical properties under different vegetation types in the alluvial fan area of Manas River watershed
CAO Guodong, CHEN Jiehua, XIA Jun, et al (195)
………………
………………………………………………………………………………
Resource and Industrial Ecology
Effects of farming on wetland soil seed banks in the Sanjing Plain and wetland restoration potential
WANG Guodong, Beth A Middleton, L譈 Xianguo, et al (205)
…………………………………
……………………………………………………………………
Effects of the microhabitats on the seedling emergence during the flooding disturbance
AN Hongyan, XU Hailiang, YE Mao, et al (214)
…………………………………………………
…………………………………………………………………………………
Analysis on the limiting factors to further improve yield of summer maize in Heilonggang River Valley
XU Lina, TAO Hongbin, HUANG Shoubing, et al (222)
………………………………
…………………………………………………………………………
Fungal diversity in rhizosphere soil of medicinal plants in Heilongjiang Province
MU Dongyan, L譈 Guozhong, SUN Xiaodong, et al (229)
………………………………………………………
…………………………………………………………………………
Integrated assessment of mariculture ecosystem health in Sanggou Bay FU Mingzhu,PU Xinming, WANG Zongling,et al (238)……
Urban, Rural and Social Ecology
The integrative assessment on ecological quality status of Luoyuan Bay based on ‘OOAO principle爷
WU Haiyan, WU Yaojian, CHEN Keliang, et al (249)
…………………………………
……………………………………………………………………………
Trophic state of seawater and ecological characteristics of phytoplankton in Sishili Bay
LI Bin, BAI Yanyan, XING Hongyan, et al (260)
…………………………………………………
…………………………………………………………………………………
Ecological footprint depth and size: new indicators for a 3D model FANG Kai (267)…………………………………………………
Landscape dynamics of medium鄄 and small鄄sized cities in eastern and western China: a comparative study of pattern and driving
forces QI Yang, WU Jianguo, LI Jianlong, et al (275)……………………………………………………………………………
Research Notes
Prediction of bacterial species richness in the South China Sea slope sediments LI Tao, WANG Peng (286)…………………………
Spatial pattern of seedling regeneration of Ulmus pumila woodland in the Otindag Sandland
LIU Zhen, DONG Zhi, LI Hongli, et al (294)
……………………………………………
……………………………………………………………………………………
Impacts on seed germination features of Eupatorium adenophorum from variable light stimulation and traditional dormancy鄄broken
methods JIANG Yong, LI Yanhong, WANG Wenjie,et al (302)…………………………………………………………………
Opinions
Discus for classification of plant association XING Shaohua,YU Mengfan,YANG Lijuan,et al (310)…………………………………
613 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 33 卷摇
《生态学报》2013 年征订启事
《生态学报》是中国生态学学会主办的生态学专业性高级学术期刊,创刊于 1981 年。 主要报道生态学研
究原始创新性科研成果,特别欢迎能反映现代生态学发展方向的优秀综述性文章;研究简报;生态学新理论、
新方法、新技术介绍;新书评介和学术、科研动态及开放实验室介绍等。
《生态学报》为半月刊,大 16 开本,300 页,国内定价 90 元 /册,全年定价 2160 元。
国内邮发代号:82鄄7,国外邮发代号:M670
标准刊号:ISSN 1000鄄0933摇 摇 CN 11鄄2031 / Q
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生摇 态摇 学摇 报
(SHENGTAI摇 XUEBAO)
(半月刊摇 1981 年 3 月创刊)
第 33 卷摇 第 1 期摇 (2013 年 1 月)
ACTA ECOLOGICA SINICA
摇
(Semimonthly,Started in 1981)
摇
Vol郾 33摇 No郾 1 (January, 2013)
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