二、慢性毒性試驗（ｃｈｒｏｎｉｃｔｏｘｉｃｉｔｙｔｅｓｔ）慢性毒性試驗是指以低劑量外來化合物，長期與試驗動物接觸，觀察其對試驗動物所產生的生物學效應的實驗。通過慢性毒性試驗，可確定最大無作用劑量，為製訂人體每日允許攝入量（ａｌｌｏｗａｂｌｅｄａｉｌｙｉｎｔａｋｅ，ＡＤＩ）提供毒理學依據。
（一）試驗動物及分組試驗動物的年齡應低於亞慢性試驗，選用初斷乳的動物，如小鼠出生後三周之內，體重第五章環境毒理學常用實驗方法７５１０～１２ｇ；大鼠出生後３～４周，體重５０～７０ｇ為宜。試驗動物的性別一般要求雌雄各半。
設３～４個劑量組和１個對照組，其他要求同亞慢性實驗。
（二）染毒劑量和實驗期限高劑量組應引起明顯的毒性反應，低劑量組應不引起毒性作用，在此兩組中間再設１～２個劑量組，可根據亞慢性毒性實驗資料，取其最低中毒劑量的１／１０、１／２０及１／５０（或ＬＤ５０的１／１０００～１／２０中取３～４個劑量）作為慢性實驗劑量。實驗期限６～１２個月，如包括致癌實驗應１８～２４個月。
（三）染毒途徑同亞慢性毒性實驗。
（四）觀察指標基本同亞慢性實驗。
此外，另作如下要求：（１）在實驗的頭３個月，每周稱體重一次；４～６個月期間，每兩周稱體重一次；以後每４周稱重一次。
（２）每２個月進行一次血液學及其他生化指標的測定。一般可從各組每種性別中任取６～１０隻進行測定。
（３）對病理檢查作半定量的評定，即將剖檢及組織學檢查除加以詳細描述外，還需根據病變程度加以分級評分（見表５３）。
表５３病理形態改變分數評分表（引自紀雲晶，１９９１）病理形態變化正常結構及成分的改變分級評分符號分級數量描述增加的變化減少的變化００無異常發現無異常發現正常正常±？可疑可疑可疑可疑＋１輕度少量輕度輕度＋＋２中度較多中度中度＋＋＋３重度極多重度重度“無異常發現”及“正常”是指與對照組動物“正常”情況所見相同。
（五）實驗評價通過慢性毒性試驗所獲得的結果，對受試物在低劑量長時間接觸機體時所引起的毒性作用有更深入了解，可依據敏感觀察指標出現異常的最小閾劑量，找出該受試物慢性毒作用的最大無作用劑量，為受試物能否應用或為製訂在環境中衛生標準，提供最重要的參考依據。由於試驗是在受試動物生命期的絕大部分時間進行，其間通過對動物的一般觀察及其對各髒器的病理學檢查，對受試物的致癌性評定亦可提供一個有參考價值的依據。
７６第一篇總論第四節致突變試驗一、基本概念（一）致突變作用１基因突變基因突變是ＤＮＡ在分子水平上發生堿基對組成或排列順序的改變，此種突變隻限於染色體內特定的位點，故又稱點突變（ｐｏｉｎｔｍｕｔａｔｉｏｎ）。基因突變主要有兩種類型，即堿基置換（ｂａｓｅｐａｉｒｓｕｂｓｔｉｔｕｔｉｏｎ）和移碼突變（ｆｒａｍｅｓｈｉｆｔｍｕｔａｔｉｏｎ）。如圖５１所示。
圖５１基因突變的類型Ａ—腺嘌呤；Ｇ—鳥嘌呤；Ｔ—胸腺嘧啶；Ｃ—胞嘧啶（１）堿基置換堿基置換是ＤＮＡ多核苷酸鏈上某個堿基對（如ＧＣ）為另一個堿基對（如Ａ∶Ｔ）所取代，引起錯誤配對（ｍｉｓｐａｉｒｉｎｇ）。堿基置換又有轉換（ｔｒａｎｓｉｔｉｏｎ）和顛換（ｔｒａｎｓｖｅｒｓｉｏｎ）兩種不同形式：①轉換指ＤＮＡ的多核苷酸鏈上同類堿基之間的取代，即一個嘧啶為另一個嘧啶所取代，或一個嘌呤為另一個嘌呤所取代，例如：Ａ∶ＴＧＣ②顛換指不同類堿基之間的取代，即一個嘌呤為另一個嘧啶所取代，或一個嘧啶為另一個嘌呤所取代，例如：第五章環境毒理學常用實驗方法７７Ａ∶ＴＣＧＴ∶ＡＧＣ（２）移碼突變由於某些化學致突變物的作用使ＤＮＡ堿基序列中，插入或缺失一對或幾對（除了三對）堿基而引起密碼編組的變動，按照三聯密碼連續閱讀的原則，就出現損傷部位以後的整個遺傳密碼順序完全改變，細胞即可出現突變。
２染色體畸變當細胞中的染色體受到化學致突變物作用後，發生了較嚴重的損傷或破壞，以致出現了可用顯微鏡直接觀察到的結構和數目的改變，稱為染色體畸變。
（１）染色體結構異常染色體在致突變物作用下，ＤＮＡ結構的完整性遭到破壞，發生染色體斷裂，斷段可發生重接或互換，也可呈遊離狀態，形成多種類型的結構畸變。凡能誘發染色體斷裂的物質稱為斷裂劑（ｃｌａｓｔｏｇｅｎ）。在斷裂劑的作用下可能發生染色體斷裂或染色單體斷裂，故染色體結構異常又可分為染色體型畸變（ｃｈｒｏｍｏｓｏｍｅｔｙｐｅａｂｅｒｒａｔｉｏｎ）和染色單體型畸變（ｃｈｒｏｍａｔｉｄｔｙｐｅａｂｅｒｒａｔｉｏｎ）。
①染色體型畸變即在染色體兩條單體的同一位點上受到損傷後發生的結構異常。
裂隙（ｇａｐ）染色體的兩條單體上同一位點受損傷後所形成的無著色區，是一種非染色質損傷，其分開了的節段仍保持著線性關係，染色體並未出現斷裂，現已認為此類改變不應作為染色體畸變類型。
斷裂（ｂｒｅａｋ）染色體的兩條單體在同一位點上發生斷裂而又未發生重接時，可產生一個無著絲點斷片（ａｃｅｎｔｒｉｃｆｒａｇｍｅｎｔ）和一個異常的帶著絲點染色體，斷片離開原位，和異常染色體無線性關係。
缺失（ｄｅｌｅｔｉｏｎ）染色體斷裂後，由於斷片的丟失而失去了部分染色質及其攜帶的遺傳信息所引起的結構變化。
倒位（ｉｎｖｅｒｓｉｏｎ）當一染色體同時發生兩處斷裂，如果其中間斷片發生１８０°倒轉後，又重新接到染色體原來的兩個斷端上，造成染色體內部遺傳物質的重新排列，稱倒位。倒位可發生在臂內，稱臂內倒位（ｐａｒａｃｅｎｔｒｉｃｉｎｖｅｒｓｉｏｎ）。若倒位節段包括兩臂，且其中含有著絲點，稱臂間倒位（ｐｅｒｉｃｅｎｔｒｉｃｉｎｖｅｒｓｉｏｎ）。
易位（ｔｒａｎｓｌｏｅａｔｉｏｎ）兩條非同源染色體同時發生斷裂，然後互相交換斷片，又重新與斷裂節段相接而引起的結構變化，稱易位。
重排（ｒｅａｒｒａｎｇｅｍｅｎｔ）多個染色體發生斷裂後的相互交換重接所形成的異常易位，稱染色體複合易位或重排。
重複（ｄｕｐｌｉｃａｔｉｏｎ）同一條染色體上增加了一個重複片段，即多了一個或幾個重複基因組所引起的結構變化，是一染色體斷片接到另一同源染色體的結果。
插入（ｉｎｓｅｒｔｉｏｎ）當一個染色體發生三處斷裂的重接時，一個染色體臂內發生兩處斷裂所形成的斷片，插入另一臂斷裂處，稱插入。
②染色單體型畸變染色單體型畸變的基本表現形式同染色體型畸變，其發生的原因也是斷裂和重接，隻是僅累及一個染色體中一個單體的改變。例如染色單體的裂隙、斷裂和７８第一篇總論缺失，是指一條染色體中一個單體發生相應的結構改變。又如姊妹染色單體交換（ｓｉｓｔｅｒｃｈｒｏｍａｔｉｄｅｘｃｈａｎｇｅ，ＳＣＥ）是指一條染色體中兩個單體間易位的結果。
（２）染色體數目異常各種生物的染色體都有一定的數目，例如在正常情況下，哺乳動物的體細胞都具有兩套完整的染色體組，其染色體數目為２ｎ，稱為二倍體（ｄｉｐｌｏｉｄ），而生殖細胞隻有一套完整的染色體組，其染色體數目為ｎ，稱為單倍體（ｈａｐｌｏｉｄ），不同種屬的動物，其染色體數目不同。
染色體數目的異常變化可能是整組的變化，也可能是非整組的單個或多個的增減。通常是以二倍體細胞為標準進行命名的。常染色體組整倍改變時，稱為整倍體（ｅｕｐｌｏｉｄ）。例如染色體數目為３ｎ或４ｎ時，就相應稱為三倍體（ｔｒｉｐｌｏｉｄ）或四倍體（ｔｅｔｒａｐｌｏｉｄ）。三倍體以上又稱為多倍體（ｐｏｌｙｐｌｏｉｄ）。當染色體數量發生非整倍的增減，即形成非整倍體（ａｎｅｕｐｌｏｉｄ）。如染色體數目為２ｎ＋１、２ｎ＋２或２ｎ－１、２ｎ－２時，就相應稱為三體（ｔｒｉｓｏｍｅ）、四體（ｔｅｔｒａｓｏｍｅ）或單體（ｍｏｎｏｓｏｍｅ）、缺體（ｎｕｌｌｉｓｏｍｅ）。
（二）致突變作用後果化學致突變物對人類健康的影響，與其所作用的靶細胞有關。當體細胞發生突變時，隻影響接觸致突變物的個體，可引起各種病變，如腫瘤、畸胎、高血壓，還可能與動脈硬化、細胞老化有關，但不影響下一代。當生殖細胞發生突變時，則可影響後代，引起顯性致死、生育能力障礙或遺傳性疾病（包括先天性畸形），還可影響人類基因庫（ｇｅｎｅｐｏｏｌ），增加遺傳負荷（ｇｅｎｅｔｉｃｌｏａｄ）。圖５２表示體細胞和生殖細胞發生突變的可能後果。
圖５２哺乳動物致突變的後果示意圖（引自：Ｈｅｍｍｉｎｋｉ，１９７８及Ｓｏｒｓａ，１９８０經修改）１體細胞突變體細胞突變（ｓｏｍａｔｉｃｍｕｔａｔｉｏｎ）令人最關心的是致癌問題。現已認識到致突變與致癌之間存在著顯著的相關關係。癌症的體細胞突變學說已為很多實驗研究所支持。許多癌症與ＤＮＡ修複缺陷和染色體畸變有密切關係。腫瘤是由各個轉化細胞的克隆引起的，最近對癌基因（ｏｎｃｏｇｅｎｅ）的研究為突變與癌症的關係提供了更直接的支持。細胞基因組內某些第五章環境毒理學常用實驗方法７９基因的突變與細胞的惡性轉化有關，這些基因稱為原癌基因，原癌基因突變形成癌基因可導致細胞的惡性轉化。除癌基因外，顯性或隱性突變基因也能引起癌症，如視網膜細胞瘤和腎胚胎瘤。非整倍體和有絲分裂重組能引起這些隱性基因表達而致癌。
現有研究表明致突變和致畸之間也有較好的相關性，Ｗｉｌｓｏｎ曾提出化學物致畸的九種機理中，諸如基因突變、染色體畸變、有絲分裂受阻、核酸結構和功能改變以及酶抑製等，都可由致突變化學物引發。化學物質作用於胚胎細胞引起突變，可導致胎兒發育異常、功能障礙和結構畸形。
２生殖細胞突變化學物質引起生殖細胞突變（ｇｅｒｍｉｎａｌｍｕｔａｔｉｏｎ）的類型和性質與體細胞突變大致相同，但其後果不同，可傳至後代。按突變不同的表達類型，可導致不同的後果。
（１）顯性致死突變它在生殖細胞合子階段或胚胎發育的早期即行表達，其結果是突變的細胞不能與異性細胞結合，或即使結合，合子也在發育成為成熟胎兒前死亡。因其發生在子代為顯性，故稱為顯性致死突變。它對基因庫的影響很小，並可自行消失。
（２）隱性致死突變它是指子代從親代那裏各得一個隱性突變基因，成為可表達的純合子而引起生殖障礙或死亡的事件，一般說來由環境化學物誘導這類突變的頻率較低。
（３）存活突變顯性或隱性（純合子）存活突變如不引起胚胎死亡，則可能在後代表達，並可存活到成年，可導致前述各種可遺傳危害。隱性存活突變，常以突變基因的雜合子傳給後代，由於不表達，難以識別，但從對基因庫的遺傳負荷影響來說，值得特別關注。
二、致突變試驗環境樣品的采集和前處理環境樣品的處理方法有多種，不同處理獲取的化學成分必然不完全相同，遺傳毒性檢測的結果也不盡相同。因此，合理的樣品前處理方法是有效遺傳毒性檢測的必要前提。故國家環保部依據國內外文獻，特別是美國１９８６年頒布的《用於誘變檢測的環境樣品及廢棄物樣品製備準則》，於１９９２年首先製定出《有機汙染物遺傳毒性檢測的環境樣品前處理規範》，並以國家標準的形式頒布，日後還將建立其他汙染物的相應規範。目的是製定汙染物有機組分遺傳毒性檢測時環境樣品前處理的技術要求，保證將檢測結果的偏差減到最小，使實驗室的檢查結果具可比性，從而為具誘變性、致癌性、致畸性有機汙染物的管理與控製提供科學的依據。
（一）大氣可吸入顆粒物樣品前處理人類的生產及生活活動產生並向大氣釋放了大量化學物質。這些化學物質包括大量已被證明對人類有遺傳毒性的物質，如大氣中常可檢出的醛、脂肪胺、芳香胺、烯烴、石棉、氮雜環、苯衍生物、環氧化物、鹵代烷、鹵代烯、長鏈脂肪酸、乙醇、烴類、醚類、金屬及其化合物、亞硝胺、硝基芳烴、氮氧化物、臭氧、硫氧化物、多環芳烴等。許多監測結果表明，不少汙染嚴重的城市大氣中某些遺傳毒性物質的含量已達到或超過可對人造成健康損害的水平。從而引起各國政府及公眾對控製大氣的遺傳毒性物質汙染的極度關注。顯然，大氣中遺傳毒性物８０第一篇總論質的檢測是有效控製其健康危害的必要前提。
大氣中的有機物有３００多種，在遺傳毒性檢測中占有很重要的地位。這些有機物以氣態、半氣態或附著在顆粒物上的形式存在於大氣中。進行遺傳毒性檢測時，它們的前處理方法是不同的。目前關於樣品前處理方法的報道很多，顆粒物上附著的有機物的前處理方法相對較成熟。
大氣可吸入顆粒物樣品前處理的主要程序是以大氣可吸入顆粒物采樣法采集一定量的樣品，以適當的有機溶劑將附著在可吸入顆粒物上的汙染物有機組分通過超聲提取法或索氏提取法提取出來，再將提取液通過適當的蒸發方法濃縮、蒸幹，並使提取物溶於遺傳毒性檢測所用的溶劑中。
（二）地麵水及廢水樣品前處理許多水樣，特別是地麵水的有機物含量極低，通常都低於遺傳毒性物質的檢測限，因而無法以水樣直接進行檢測。水樣需經過一定程序的樣品前處理，主要是有機物的濃縮及分離，才有可能進行生物檢測。因而地麵水及廢水樣品前處理方法的建立是有機汙染物遺傳毒性檢測結果可靠性與科學性的保障。
從化學分析角度說，水中有機汙染物基本上可分為兩大類：一類是水溶性低、揮發性強的有機物；另一類是水溶性相對高而揮發性低的物質，即非揮發性有機物。這兩類物質的前處理方法是不同的。前者采用低溫截留器采集，撞擊式采集器的溶劑吸收或固體基質吸附；而後者目前主要是用有機溶劑提取。
（三）土壤及沉積物樣品前處理土壤的化學汙染主要是生活汙水及工業汙水的排放和灌溉、工業廢渣的堆積、農藥的施用及大氣汙染物的沉降造成的，因而汙水及大氣中存在的所有遺傳毒性物質都可以遷移到土壤及沉積物中。土壤中的汙染物可通過淋溶至地下水和地麵水或揮發、隨塵土飄浮至大氣而直接被人體攝入，也可通過進入植物、動物體，即進入食物鏈的間接方式被人體攝入。
因此，控製與防止土壤及沉積物的化學汙染，特別是遺傳毒性物質汙染是十分重要的，顯然，土壤中汙染物的遺傳毒性檢測是不可缺少的。
土壤及沉積物中汙染物種類繁多，從中提取有機組分進行遺傳毒性檢測是個複雜的技術問題，也是生物檢測的必備程序。這方麵的研究開始得比較晚，而且有關的早期研究僅涉及腐殖酸的提取，後來才又有了提取烴類及芳烴類的報道。用於土壤和沉積物誘變性檢測的樣品有機物提取方法是１９８０年以後才開始研究的。
土壤及沉積物樣品的儲存樣品應盡量避免日光、潮濕、高溫和酸堿氣體等的影響。土壤及沉積物樣品中提取有機物的基本程序是將一定量的土壤或沉積物樣品壓碎、選樣，用有機溶劑將有機物提取出來，經濃縮、蒸幹後將所得有機物再溶於遺傳毒性檢測所需的溶劑中。
（四）動植物樣品前處理隨著現代工農業的飛速發展，“三廢”大量排放，農藥和化肥使用量迅速增加，使大氣、水體、土壤受到汙染，而動植物從這些環境要素中攝取營養物質和水分的同時，也攝入了汙染物質，並在體內蓄積，使之受到不同程度的汙染，因此將動植物體內的遺傳物質提取物進行遺傳毒理學檢測可評價環境遺傳危險度。在進行遺傳毒理學檢測前必須對樣品進行前處理。
第五章環境毒理學常用實驗方法８１１植物樣品的前處理先將洗淨的植物鮮樣盡快放在幹燥通風處風幹，將風幹或烘幹的樣品去除灰塵、雜物、用剪刀剪碎，再用磨碎機磨碎。將粉碎好的樣品過篩（一般要求通過１ｍｍ篩孔即可）。將製備好的樣品用濾紙包緊，置於索氏提取器內，用苯甲醇（４∶１）等適宜的溶劑進行提取，再將提取液用ＫＤ濃縮器進行濃縮，並於４０℃水浴條件下用平穩氮氣流將濃縮過的提取液吹幹。加入適量（１ｍＬ左右）ＤＭＳＯ或遺傳毒性檢測所需的其他溶劑使萃取物溶解，並稀釋至適當濃度以備進行遺傳毒理學檢測。提取液應於－２０℃避光保存，並應在提取之日起的３周內進行檢測。
２動物樣品的前處理將采來的樣品洗淨，魚貝類剝去貝殼或鱗，將肉、某些髒器或部位的組織混勻搗碎，稱取一定量樣品並加等量的分析純無水硫酸鈉，研磨混勻放置１ｈ以上，用預先以提取劑（乙醚）處理好的濾紙將其包裹，放入索氏提取器內，用乙醚連續抽提８ｈ，用ＫＤ濃縮器濃縮法對提取物進行濃縮，於４０℃水浴條件下用平穩氮氣流將濃縮過的提取液吹幹，定容於二甲基亞碸中供使用。
三、常用的致突變試驗方法致突變試驗是為了確定某種外來化合物（或環境汙染物）對生物體是否具有致突變作用所進行的試驗。致突變試驗方法根據終點反應不同，可區分為基因點突變試驗、染色體畸變試驗和ＤＮＡ損傷試驗等。這些試驗有的在體外進行，有的在體內進行，所使用的生物係統包括微生物（細菌、真菌等）、哺乳動物的細胞、昆蟲乃至哺乳動物或植物等。
（一）體外基因突變試驗（ｉｎｖｉｔｒｏｇｅｎｅｍｕｔａｔｉｏｎｔｅｓｔ）１鼠傷寒沙門氏菌／哺乳動物微粒體酶試驗法（Ａｍｅｓ實驗）它是一種利用微生物進行基因突變的體外致突變試驗法。其基本原理是利用一種突變型微生物菌株與被檢化學物質接觸，如該化學物具有致突變性，則可使突變性微生物發生回複突變（ｒｅｖｅｒｓｅｍｕｔａｔｉｏｎ），重新成為野生型微生物。
正向突變野生型微生物突變型微生物幑回複突變帯帯帯幐（營養缺陷型微生物）因野生型具有合成組氨酸的能力，可在低營養的培養基（即不含或少含組氨酸的培養基）上生長，而突變型不具合成組氨酸的能力，故不能在低營養的培養基上生長，據此來檢定受試物是否具有致突變作用。
為使受試物在體外測試管受到同活體類似的代謝活化作用，在試驗中采用了將哺乳動物的肝細胞微粒體及受氫係統一並加入培養基中，進一步提高了試驗方法的靈敏度。
研究報道，利用本法檢測已知致癌物的結果，與對動物致癌性相符率較高（約９０％），假陽性和假陰性較低（約１０％），一般於４８ｈ可得出結果，費用亦低，因而是檢測受試物致突變作用較為簡便的篩檢方法。但本試驗亦有不足的方麵，如微生物的遺傳信息（ｇｅｎｅｔｉｃｉｎｆｏｒｍａｔｉｏｎ）僅為哺乳動物的１／６；微生物的ＤＮＡ修複係統沒有哺乳動物複雜而精巧；微生物無免疫功能，而哺乳動物則具有複雜的免疫監視機能。此外，少數不在肝髒中進行代謝轉化的８２第一篇總論外來化合物，本法不能檢出其突變性，如蘇鐵素。誠然，盡管Ａｍｅｓ試驗存在上述的不足之處，但由於它具有簡便、靈敏、快速、費用低等優點，目前在致突變試驗中仍占有重要地位。
２哺乳動物體細胞株突變試驗基因點突變試驗除采用微生物外，還可利用哺乳動物突變細胞株發生回複突變，借助其生化方麵的特殊改變，從而確定受試物是否具有致突變性。
常用的細胞株有中國地鼠肺細胞Ｖ７９、中國地鼠卵巢細胞株（ＣＨＯ細胞株）以及小鼠淋巴瘤Ｌ５１７８Ｙ細胞株。
Ｖ７９細胞株和ＣＨＯ細胞株都類似成纖維細胞，其特點是缺乏利用嘌呤堿的一種酶，即次黃嘌呤鳥嘌呤磷酸核糖基轉移酶（ＨＧＰＲＴ）。如果在培養基中加入某些嘌呤堿類似物，如６巰基嘌呤（ＭＰ）、６硫代鳥嘌呤（ＴＧ）及８氮雜鳥嘌呤（ＡＧ），這些化合物對正常細胞具有一定毒性。由於正常細胞具有能利用嘌呤堿的酶，所以能利用這些細胞毒性物質，致使正常細胞（即未經突變細胞）在此種中毒情況下不能生長。這是因為ＴＧ和ＡＧ隻是在化學結構上類似嘌呤，實際上並不具有嘌呤堿的生理功能。當細胞合成ＤＮＡ時利用了它們，由於細胞得不到所需的真正嘌呤堿，以致不能生長。但是，突變型細胞由於缺乏利用嘌呤堿的酶，所以加入這些具有毒性的嘌呤堿類似物後不受影響，在培養基上生長良好。
如果突變型細胞接觸了致突變物，即可又發生一次突變（回複突變）成為正常細胞，此時又具有了利用嘌呤堿的酶，因此能像正常細胞一樣利用具有毒性的嘌呤堿類似物以致中毒不能在培養基上生長。借此可以確定突變細胞株是否發生了回複突變，因而可確定受試物是否具有致突變性。
由於Ｖ７９細胞株和ＣＨＯ細胞株均為突變細胞株，對鳥嘌呤的Ｏ６烷基化後修複能力較差，所以對化學致突變物更為敏感。但成纖維細胞株除能對多環芳烴類進行代謝活化外，對其他化學致癌物缺乏代謝活化能力，因此，往往需要加入外源性活化係統，例如微粒體酶或Ｓ９等。
小鼠淋巴瘤Ｌ５１７８Ｙ突變細胞株特點是缺乏胸苷激酶（ＴＫ），如在培養基中加入具有細胞毒性的５溴脫氧尿苷，仍能生長。但此種突變細胞株與致突變物接觸並發生回複突變後，即轉變成為正常細胞，又可恢複利用５溴脫氧尿苷的能力，致使細胞中毒，在培養基上不能生長。所以小鼠淋巴瘤Ｌ５１７８Ｙ突變細胞株也可用來檢測受試物是否具有致突變作用。
（二）細胞遺傳學試驗（ｃｙｔｏｇｅｎｅｔｉｃｓｔｅｓｔ）１染色體畸變試驗（ｃｈｒｏｍｏｓｏｍｅａｂｅｒｒａｔｉｏｎａｓｓａｙ）染色體畸變試驗是利用光學顯微鏡直接觀察生物體細胞在受致突變物作用後，染色體發生數目和結構改變的情況。染色體畸變分析可在體細胞進行，亦可在生殖細胞進行。這類試驗可在體外亦可在體內進行。
體外染色體畸變試驗多以中國地鼠卵巢細胞作為檢測細胞。該細胞分裂速度快、數目適中、形態清晰，是國際上較通用的細胞株。其次，短期體外培養人類外周血，檢測人類淋巴細胞也是一種簡便可行的方法。
體內染色體畸變試驗即是在給予受試物後，觀察骨髓細胞及其他組織（胸腺、脾、精原細胞）內染色體畸變率的變化。一些經代謝激活後，對細菌有致突變性的化合物，多數亦能在大鼠、小鼠、地鼠及人骨髓細胞中誘發染色體畸變。
第五章環境毒理學常用實驗方法８３（１）試驗方法①體外培養哺乳動物細胞或人類淋巴細胞的染色體畸變分析哺乳動物細胞主要是中國地鼠卵巢細胞或人類外周血淋巴細胞，在配好的細胞培養液（如ＤＭＥＭ、ＲＰＭ、１６４０或１９９等任一種培養液）中，３７℃培養箱內培養，ＣＨＯ細胞一般培養２４ｈ，人類淋巴細胞為７２ｈ，受試物在細胞培養的同時加入。在收獲前２ｈ，向培養液加入秋水仙堿作為中期分裂阻斷劑，使大量分裂細胞同步於分裂中期相。然後將細胞培養液離心得到細胞沉澱，經低滲處理、固定、製片和染色，最後鏡檢有無染色體畸變。觀察計數各種類型畸變，如斷裂、缺失、易位、環狀及多處斷裂等百分率。
②大鼠或小鼠骨髓細胞體內染色體畸變分析本法為體內試驗法。試驗動物為出生８～１５周左右的健康大鼠或小鼠。一般采取灌胃或腹腔注射方式給予受試物。急性試驗時間隔２４ｈ染毒二次；亞急性試驗則為每日一次，共５～７次；亞慢性試驗則為每日一次，共三個月。染毒劑量為１／２ＬＤ５０、１／５ＬＤ５０、１／１０ＬＤ５０和１／２０ＬＤ５０，另設陽性對照和陰性對照。每組５隻動物。最後一次給予受試物後６ｈ處死動物，在處死前３ｈ腹腔注射２～４ｍｇ／ｋｇ體重的秋水仙素。動物處死後取股骨或胸骨抽取骨髓細胞，然後按常規製片、染色並進行染色體分析。
（２）結果評定評定試驗結果最基本的要點，是要確定受試物及其代謝物是否能誘導產生染色體大損傷或染色體數目改變，要確定有這些改變的細胞是否能存活一個細胞分裂周期以上。本試驗所測出的畸變均由於染色體斷裂後不能修複或修複不當所致。可以預見，許多有過斷裂或斷裂後再結合的染色體的細胞，經過第一次分裂後會死亡（即不能再分裂）而消失。所以凡經過第一次分裂而存活的細胞，基本上都有所謂“平衡性損傷”，但測定這類損傷需借助其他方法。對一些具有小缺失或相互易位的畸變，因其可能長期存在而比大缺失有更大的危險性，應予重視。裂隙除特別嚴重外，一般不計算在損傷之內，但應另行記錄。開放性斷裂或斷裂修複後表現為易位、多射體、環、多著絲粒者均應作為遺傳性損傷，因為它們代表多處斷裂並可能造成穩定的形態學改變，對每一細胞的畸變數進行分析很有意義。應注意有些化學物隻作用於細胞分裂某一周期，故試驗時要注意收獲的時間。
２微核試驗（ｍｉｃｒｏｎｕｃｌｅｕｓｔｅｓｔ）微核是由染色單體或染色體的無著絲點斷片或因紡錘體受傷而失去的整個染色體，在分裂後期，仍留在細胞質中，或因核膜受損後核物質向外突出延伸形成，成為一個或幾個規則的圓形或橢圓形小體，其嗜染性與細胞核相似，比主核小，故稱微核。一切進行分裂的細胞，在染色體斷裂劑作用下，均能產生微核，因此可用微核率的變化來檢測誘變物。由於測定方法比較簡便、快速、可靠，近年來，該法已作為化學致突變試驗中的一種常用篩檢方法。
（１）動物體內細胞微核率檢測試驗①骨髓嗜多染紅細胞微核試驗（ｍｉｃｒｏｎｕｃｌｅｕｓｔｅｓｔｏｆｐｏｌｙｃｈｒｏｍａｔｉｃｅｒｙｔｈｏｃｙｔｅｉｎｔｈｅｂｏｎｅｍａｒｒｏｗ）試驗分組及染毒方式見染色畸變分析。動物以頸椎脫臼處死後，取股骨，用小牛血清將骨髓細胞衝洗入離心管，離心，棄去上清液，留少量血清懸浮細胞後進行塗片、甲醇固定、Ｇｉｅｍｓａ染色後進行觀察。每隻動物觀察計數１０００個嗜多染紅細胞，求出有微核的嗜多染紅細胞出現的頻率（ＭＮＰＣＥ‰）。
８４第一篇總論②外周血淋巴細胞微核試驗（ｍｉｃｒｏｎｕｃｌｅｕｓｔｅｓｔｏｆｐｅｒｉｐｈｅｒａｌｂｌｏｏｄｌｙｍｐｈｏｃｙｔｅｓ）在盛有１．５ｍＬＴｒｉｓ?ＮＨ４Ｃｌ緩衝液的離心管中，滴入外周血（人或動物）２～３滴，混勻後置於３７℃保溫５ｍｉｎ，使紅細胞溶解。取出加固定液５滴，混勻後離心，棄上清液，於沉澱物中再加５ｍＬ固定液，放置１０ｍｉｎ後離心。棄上清液，取沉澱物塗片，染色後觀察。
（２）細胞培養微核試驗（ｍｉｃｒｏｎｕｃｌｅｕｓｔｅｓｔｏｆｃｅｌｌｃｕｌｔｕｒｅ）用細胞培養方法進行微核試驗，是將受試物直接作用於靶細胞，同其他體外試驗一樣，能較準確地控製作用濃度和時間，簡單、快速。常用細胞是人淋巴細胞、中國地鼠卵巢或肺成纖維細胞。試驗程序與染色體檢測相似，但不加秋水仙堿，其他步驟與體內微核試驗相同。
（三）體內基因突變試驗（ｉｎｖｉｖｏｇｅｎｅｍｕｔａｔｉｏｎｔｅｓｔ）１顯性致死突變試驗（ｄｏｍｉｎａｎｔｌｅｔｈａｌｍｕｔａｔｉｏｎｔｅｓｔ）本試驗是檢測外來化合物對動物生殖細胞染色體的致突變作用。與骨髓細胞染色體畸變分析不同之處在於前者觀察體細胞染色體本身的結構和數目的變化，而本試驗係觀察胎鼠的成活情況。因為哺乳動物生殖細胞染色體發生突變時（染色體斷裂或重組），往往不能與異性生殖細胞結合，或使受精卵在著床前死亡和胚胎早期死亡。
顯性致死突變試驗多使雄性大鼠或小鼠先接觸受試物。根據染毒期限不同，可分為急性、亞急性和慢性。給予受試物的途徑盡量與人接觸的途徑相一致。最後一次染毒當天的雄鼠與未交配過的非染毒雌鼠按１雄２雌每周同籠５天，小鼠５～６周，大鼠８～１２周，每周更換一批雌鼠，查出陰栓之日為妊娠第０ｄ，將雌鼠在受孕後第１２～１４ｄ剖腹取出子宮，檢查活胎數、早期死亡胚胎數、晚期死亡胚胎數，並計算下列各項指標：受孕母鼠總數平均受孕率＝×１００％同籠母鼠總數總著床數（早死、遲死、吸收、活胎數）平均著床數＝受孕母鼠總數活胎總數平均活胎率＝×１００％受孕母鼠總數黃體數－著床數著床前死率＝×１００％黃體數死胎數（早死、遲死）死胎率＝×１００％著床數早死胎總數平均早死數＝受孕母鼠總數陽性：平均活胎數顯著減少，平均死胎數顯著增加，有一個或多個死胎的孕鼠率增加。
有一個以上的死胎（早、遲死）孕鼠數有一個以上死胎的孕鼠率＝受孕母鼠總數陰性：最高劑量組的劑量為最大耐受量，染毒組數（２～３組）及交配的方法符合要求，每組每周供分析的孕鼠數不少於２０隻，陽性對照結果一定是陽性。
本法隻能反映雄性動物生殖細胞染色體畸變。如整個試驗過程中受孕率低於３０％～４０％，結果不正確，需重做。本方法由於幹擾因素多，靈敏性不夠高，不能作為一種危險度評價的方法，隻能用來確證體外試驗或其他試驗係統獲得的陽性結果，闡明化學物能否到達性腺組織產生遺傳效應。
第五章環境毒理學常用實驗方法８５２果蠅伴性隱性致死試驗（ｓｅｘ?ｌｉｎｋｅｄｒｅｃｅｓｓｉｖｅｌｅｔｈａｌｔｅｓｔｉｎＤｒｏｓｏｐｈｉｌａｍｅｌａ?ｎｏｇａｓｔｅｒ，ＳＬＲＬ）果蠅的性染色體和人類一樣，雌蠅有一對ｘ染色體，雄蠅則為ｘｙ。伴性隱性致死突變試驗的遺傳學原理，在於致突變物可變在雄性果蠅配子ｘ染色體上誘導隱性致死突變。將經處理的雄蠅與未經處理的雌蠅（ｘ染色體上常有易鑒別的表型標記，以區別父本或母本的ｘ染色體）交配，此時產生的子１代（Ｆ１）雄蠅帶有來自父本的具致死突變的ｘ染色體。但由於此種致死突變為隱性，所以Ｆ１雌蠅仍然能正常生長、發育、生殖。若將此類雌蠅Ｆ１與子１代雄蠅交配，則將有半數雄合子是含有經受試物處理的雄蠅（Ｐ１）的ｘ染色體。此時ｘ染色體上隱性致死基因得以表現，引起此雄蠅死亡（圖５３）。
圖５３ＳＬＲＬ試驗原理（１）實驗方法試驗用野生型雄蠅（圓形、紅色眼）和“Ｂａｓｃ”雌蠅（棒形、杏色眼）。采用３～４天齡雄蠅和處女雌蠅，每組６０～１００隻。雄雌可經飼喂或吸入染毒。以雄蠅的半數致死濃度及生育力試驗結果設計各劑量染毒組。按設計交配程序，染毒後的雄蠅與雌蠅以１∶３交配，再以所產Ｆ１代按雌雄１∶１進行Ｆ１－Ｐ２交配，然後觀察Ｆ２代。
（２）結果判斷①每瓶在多於２０個Ｆ２代（雌和雄）中沒有紅色圓眼的野生型雄蠅者為致死突變陽性。
如有２隻以上的紅圓眼的野生型雄蠅者為陰性。僅有１隻野生型或Ｆ２代總數不足２０隻者為可疑，需進行Ｆ３代觀察。
②僅存雌、雄親本而無仔蠅者為不育。根據受試染色體數（即Ｆ１交配的雌雄蠅數減去不育數）與致死陽性瓶數，按下式求出致死率。
致死陽性瓶數致死率＝×１００％受試染色體數染毒組的突變率大於自發突變率的兩倍，並有劑量反應關係者為陽性效應。
（四）ＤＮＡ損傷試驗１姐妹染色單體交換試驗（ｓｉｓｔｅｒｃｈｒｏｍａｔｉｄｅｅｘｃｈａｎｇｅｔｅｓｔ，ＳＣＥ）每條染色體是由兩個染色單體組成，一條染色體的兩個染色單體之間ＤＮＡ的相互８６第一篇總論交換，即同源點複製產物間的ＤＮＡ互換，稱姐妹染色單體互換，它可能與ＤＮＡ斷裂和重聯相關但其形成的分子基礎仍然不明。５溴脫氧尿嘧啶核苷（Ｂｒｄｕ）是胸腺嘧啶核苷（Ｔ）的類似物，在ＤＮＡ複製過程中，Ｂｒｄｕ能替代胸腺嘧啶核苷的位置，摻入新複製的核苷酸鏈中。所以當細胞在含有Ｂｒｄｕ的培養液中經過兩個細胞周期之後，兩條姐妹染色單體的ＤＮＡ雙鏈的化學組成就有差別。即一條染色單體的ＤＮＡ雙鏈之一含有Ｂｒｄｕ，而另一條染色單體的ＤＮＡ雙鏈都含有Ｂｒｄｕ。當用熒光染料染色時，可以看到兩股鏈都含Ｂｒｄｕ的姐妹染色單體染色淺，隻有一股鏈有Ｂｒｄｕ的單體染色深，用這種方法，可以清楚地看到姐妹染色單體互換情況。如果姐妹染色單體發生了互換，結果使深染的染色單體上出現淺色片段，淺染的染色單體上出現深色片段（圖５４）。很多化學致突變物或致癌物可以大幅度地增加ＳＣＥ頻率，因此，目前廣泛運用這個測試技術對化學物質的致突變進行檢測。
圖５４有Ｂｒｄｕ存在時連續生長三個周期的細胞及其染色體（引自錢家慶，１９８６）（１）實驗方法①體外試驗可用外周血淋巴細胞或哺乳動物細胞，如中國地鼠卵巢細胞。
（ｉ）外周血淋巴細胞在無菌條件下，吸取培養液（其中ＲＰＭＩ１６４０８０％，小牛血清２０％）４．７ｍＬ於培養瓶內，加植物血凝素（ＰＨＡ）０．１ｍＬ及青、鏈黴素（１００ＩＵ／ｍＬ１∶１），每瓶加入０．３ｍＬ全血於３７℃培養２４ｈ後，再加入０．１ｍＬ的Ｂｒｄｕ（最終濃度為１０μｇ／ｍＬ）及待測物溶液。輕輕搖勻，用黑紙或錫箔遮光，繼續於３７℃溫箱內培養４８ｈ，並於終止培養前４ｈ，加入秋水仙堿（終濃度為０．１μｇ／ｍＬ），按常規收集細胞並製片。活化培養時需加Ｓ９。
（ｉｉ）中國地鼠卵巢細胞一般在細胞培養２ｈ後，加Ｂｒｄｕ於培養液中，最終濃度為１０μｍｏｌ／Ｌ，用錫箔或黑紙包上，不使見光，在暗處培養２４～３０ｈ，使細胞分裂到兩個分裂周期。然後加秋水仙堿，以後的細胞收獲等操作過程同體外細胞培養分析染色體的技術。
第五章環境毒理學常用實驗方法８７②體內試驗常用哺乳動物，一般采用小鼠。將受試物和Ｂｒｄｕ通過不同途徑注入體內。哺乳動物體內試驗的困難在於肝髒對Ｂｒｄｕ的迅速脫鹵作用。為保證Ｂｒｄｕ摻入ＤＮＡ，必須設法維持Ｂｒｄｕ在體內的濃度，可采用連續多次注射，連續尾靜脈滴注以及皮下包埋等多種方法。目前較通用的簡單方法為Ｂｒｄｕ瓊脂片劑皮下包埋法。一般多用動物骨髓細胞，處死前腹腔注入秋水仙堿，２ｈ後處死動物取出股骨，以後的操作過程同骨髓細胞染色體畸變分析。
體內、外ＳＣＥ製成的染色體片，需經區別染色後方能進行觀察，一般采用紫外線照射加姬姆薩染液染色法或熒光染料加姬姆薩色法。有條件亦可采用吖啶橙熒光染色法。
（２）結果的判定評判結果時要注意ＳＣＥ頻率的增加和接觸毒物的劑量呈現相關關係。ＳＣＥ頻率增加要有統計學意義，即接觸毒物後，ＳＣＥ頻率的增加比“自發”性增加或“本底”性增加有明顯的統計學顯著意義的差別。
２程序外ＤＮＡ合成（ｕｎｓｃｈｅｄｕｌｅｄＤＮＡｓｙｎｔｈｅｓｉｓ，ＵＤＳ）試驗細胞對其ＤＮＡ損傷具有修複能力。細胞與化學物接觸後，若能誘導ＤＮＡ修複合成，即可據此推斷該化學物具有損傷ＤＮＡ的潛力。化學物質可由各種途徑進入機體後，與細胞ＤＮＡ結合，引起ＤＮＡ損傷；也可以將化學物加入體外培養的細胞體係中，損傷ＤＮＡ，誘導修複合成。測定ＤＮＡ修複合成，可用羥基脲抑製細胞周期中Ｓ期的ＤＮＡ半保留複製標記的脫氧胸腺嘧啶核苷（３ＨＴｄＲ）摻入法測定非Ｓ期ＤＮＡ合成的３ＨＴｄＲ量。
（１）實驗材料的準備①細胞選用接觸抑製敏感（如二倍體成纖維細胞）、不增殖或增殖速度極慢的細胞。首選為淋巴細胞，可用人或大鼠外周血和脾髒新鮮遊離細胞，經淋巴細胞分離液分離製備。也可用全血、遊離肝細胞、株化的細胞等。
②試劑和培養基３ＨＴｄＲ、羥基脲、乙醇、二氯醋酸、淋巴細胞分離液、閃爍液、磷酸緩衝液、１６４０培養液。
（２）實驗步驟實驗瓶中加入１６４０培養液２ｍＬ、細胞懸液０．２ｍＬ（２×１０７細胞／ｍＬ），受試液或對照溶劑５ｍＬ、一定量羥基脲（終濃度為５～１０ｍｍｏｌ），於３７℃培養１ｈ，離心後細胞重新懸浮３於５ｍＬ培養液中，加與前同量的羥基脲和一定量ＨＴｄＲ（終濃度５μｃｉ／ｍＬ），３７℃培養４ｈ後置冰水中停止反應。用負壓抽濾將細胞收集在４９型醋酸纖維濾膜上，依次用冷生理鹽水、蒸餾水、１０％的二氯醋酸、乙醇洗滌，固定、脫水、烘幹後放入閃爍液，以液體閃爍儀測量ｄｐｍ值。
（３）結果判定不同濃度受試物需測定４～５次，計算出各濃度組３ＨＴｄＲ摻入量與對照之比。若有統計學差異，並有濃度效應關係者可判為陽性；若並未見濃度效應關係，但在某一濃度可重現地誘發羥基脲抗性３ＨＴｄＲ摻入的增加，也可慎重地判為陽性。
８８第一篇總論第五節致畸試驗一、基本概念（一）致畸作用（ｔｅｒａｔｏｇｅｎｅｓｉｓ）胚胎在發育過程中，由於受到某種因素的影響，使胚胎的細胞分化和器官的形成不能正常進行，而造成器官組織上的缺陷，並出現肉眼可見的形態結構異常者稱為畸形（ｍａｌｆｏｒｍａｔｉｏｎ）。有畸形的胚胎或胎仔稱為畸胎（ｔｅｒａｔｅ）。廣義的畸胎還應包括生化、生理功能及行為的發育缺陷。凡能引起胚胎發育障礙而導致胎兒發生畸形的物質稱為致畸物或致畸原（ｔｅｒａｔｏｇｅｎ）。目前已知有１０００多種環境因子可引起動物及人的畸胎。致畸物通過母體作用於胚胎而引起胎兒畸形的現象稱為致畸作用（ｔｅｒａｔｏｇｅｎｅｓｉｓ）。
自從２０世紀６０年代初期，由於孕婦服用鎮靜劑“反應停”（ｔｈａｌｉｄｏｍｉｄｅ），造成近萬名畸形兒的悲劇事件發生後，在對外來化合物毒性評價的研究中，致畸試驗就成為人們廣泛重視的一項內容，許多國家對一些藥物、農藥、食品添加劑以及工業化學品，規定應經過致畸試驗，方能正式使用。我國自７０年代起也開始對農藥、食品添加劑、防腐劑和各種環境汙染物的致畸研究，並把致畸試驗列為農藥和食品添加劑毒性試驗的內容之一。
（二）致畸作用的毒理學特點致畸作用雖然亦為毒作用的一種表現，但具有一定的毒理學特點：（１）胚胎與致畸物發生接觸時，可因胚胎所處的發育階段不同而呈現不同的敏感性。
一般在器官形成期，胚胎對致畸物最敏感，故此期稱為敏感期或危險期（ｃｒｉｔｉｃａｌｐｅｒｉｏｄ）。
一種致畸物在敏感期中與胚胎接觸時，可因胚胎處於不同發育階段（受孕後日數）而引起不同的畸形。
（２）種屬差異在致畸作用中較為明顯，不同種係的動物顯出不同的敏感性。這可能是由於不同種屬動物對致畸物的代謝過程不同，胎盤構造亦有差異，其本質在於遺傳因素，即基因型的差異。
典型的致畸作用劑量?反應曲線的斜率是很陡的，亦即致畸帶較為狹小，有時最大無作用劑量與引起胚胎死亡的最低劑量僅相差２～３倍。
（三）化學致畸作用機理有很多因素引起致畸作用，例如輻射能和某些病毒感染也有致畸作用，但主要是各種化學因素，即外來化合物的致畸作用。外來化合物致畸作用的機理目前尚未闡明，根據目前研究結果，初步認為主要有下列幾種可能：（１）突變引起胚胎發育異常。化學物質作用於胚胎體細胞而引起的胚胎畸度是非遺傳性的。體細胞突變引起的發育異常除了形態上的缺陷外，有時還會產生代謝功能的缺陷，如酶分子的氨基酸組成的改變等。不少有致畸胎作用的化學物質能引起染色體畸變，如甲醛、克菌丹等。但在胚胎發育期，各種染色體異常與畸胎之間的關係尚不清楚。
（２）對細胞的生長分化較為重要的酶類受到抑製，在胚胎發育過程中需要有很多專一性的酶，例如核糖核苷酸還原酶、ＤＮＡ聚合酶、二葉酸還原酶、碳酸酐酶等，如這些酶受到抑第五章環境毒理學常用實驗方法８９製或破壞，將會影響胚胎的正常發育，而導致胚胎畸形。
（３）母體正常代謝過程被破壞，使子代細胞在生物合成過程中缺乏必需的物質，影響胚胎正常發育，以致出現生長遲緩及畸形。
（４）細胞分裂過程的障礙。致畸物可幹擾細胞的分裂過程，引起生殖細胞減數分裂中的不分離（ｎｏｎｄｉｓｊｕｎｃｔｉｏｎ）或細胞有絲分裂過程的障礙等均可使某些細胞死亡，由這些細胞構成的器官的正常發育過程將受到影響，並出現畸形。
二、試驗方法致畸試驗（ｔｅｒａｔｏｇｅｎｅｓｉｓｔｅｓｔ）是檢測某些環境汙染物（即受試物）能否通過妊娠母體引起胚胎畸形的一種動物試驗方法。
（一）動物選擇在理論上致畸試驗中所用的動物對受試物的代謝過程應主要與人類相似，並具有人類胚胎構造相似的胎盤，包括胎盤的層數和厚度。再有其妊娠孕期應較短有利觀察，且每窩產仔數較多，以使獲得足夠的標本。此外，還應符合試驗動物的一般要求，如體型小、馴服、易繁殖、價廉等。將以上原則綜合考慮，並根據要求與可能，致畸試驗中—般多采用大鼠、小鼠和家兔，其中大鼠為首選動物，因而最常用。
（二）劑量分組根據試驗目的和要求不同，確定劑量分組。若對受試物隻做有無致畸作用的定性檢測時，劑量組數可較少；若不僅觀察致畸作用的劑量關係，而且還探討與作用的靶器官之間的關係，此時劑量分組應相對增多。受試物劑量的大小，應根據試驗時給予受試物的次數及連續時間的長短而定。若試驗期間隻給一次受試物，此時劑量應較大，反之則應較小。高劑量組的設計，宜以不使受試物對母體產生明顯中毒而導致流產為限度。如事先未作預備試驗確定實際所需的試驗劑量範圍，一般以ＬＤ５０的１／３～１／２為最高劑量組，ＬＤ５０的１／３０～１／１００為低劑量組。試驗所需動物數，均以經交配確定已受精的雌性動物為計數對象。如采用鼠類為實驗動物，每組不少於１５～２０隻，家兔７～８隻。試驗中除各實驗組外，應同時設立陰性對照組和陽性對照組。
（三）受試動物的處理選擇一批性成熟，未交配過的雌鼠和雄鼠，按一雄一雌或二雌一雄比例，同籠過夜，次日清晨檢查雌鼠是否受孕。發現陰栓或精蟲，則表示動物受孕，查到日為孕期“０”天，次日為第一天，以此推算孕齡。
給予受試物一般多采用灌胃方法。由於致畸物主要是在受精卵著床後，胚胎細胞開始分化和器官形成的發育階段呈現致畸作用，故準確掌握給予受試物的時機十分重要。過早給予可影響受精卵著床；過遲則對發育成熟的胚胎往往不能顯示致畸作用；在胚胎“敏感期”給予受試物，可顯示最強致畸作用，胚胎形成異常發育，造成最大數量的畸形。表５４列出常用受試動物的著床期、胚胎器官形成期和妊娠期，可供試驗時掌握給予受試物的具體時間和對動物的剖殺檢查時間。
９０第一篇總論表５４幾種試驗動物的著床、器官形成和妊娠期（受精日算起）（引自蔡宏道，１９９０）器官形成（ｄ）動物開始著床（ｄ）娠時間（ｄ）開始大部完成日小鼠４．５～５７．５１６２０～２１大鼠５．５～６９１７２１～２２兔７７２０３０～３２豚鼠６１１２５６５～６８狗１３～１４１４３０６０～６５猴９２０４５１６４～１７０（四）試驗動物的剖檢試驗動物的剖檢時間，一般是在試驗動物的預計自然分娩期前１～２ｄ為宜，以防止由於自然分娩後胎仔被咬傷或吃掉，影響試驗結果的觀察。為了觀察新生胎仔生長發育及生理功能情況，可留部分動物（約１／４）待其自然分娩，並且將胎仔喂養至斷奶，進行仔細的觀察和檢查。
１胎仔外部檢查將處死的受試動物剖腹暴露子宮，進行下列檢查和記錄：（１）確定懷孕情況。從左側子宮角上方開始至子宮右角，順序編號依次鑒別檢查活胎數、早期死胎數、晚期死胎數和吸收胎數。
（２）剪開子宮，按編號順序對活胎仔逐一檢查記錄性別、體重、身長、尾長和全窩胎盤總重量。
（３）對活胎仔由頭部→軀幹→四肢→尾部進行外觀檢查，確認有無畸形。常見的各部位畸形，如表５５所示。
表５５常見的外觀畸形（引自蔡宏道１９９０）部位畸形的表現腦突出（皮膚完整，但部分腦與腦膜通過顱骨缺損而突出，形成皮下不規則腫塊）露腦（頭頂骨及皮膚均缺損，部分大腦向外生長）頭腦積水（顱頂呈隆起狀，腦室明顯擴大）顱小腦畸形顱脊柱裂畸形（部分腦和脊髓暴露在外麵）單純性腦膜膨出（皮膚完整、半透明、被充滿液體的腦膜囊通過顱中線缺損而膨起）鼻孔擴大或單鼻孔眼小、無眼或開眼；眼異位或不勻稱無耳、小耳、耳異位鼻眼齶裂（上齶當中部分裂開，甚至齶與鼻道相通）耳頜小、無頜、無口、唇裂齶肢短、畸形足頜肢多趾、少趾、短趾、並趾趾脊柱裂（為脊柱處呈帶血的凹陷裂口）脊脊髓膜膨出（脊柱呈水泡狀鼓起）脊柱骨缺失（發生於尾椎以上，則軀幹可較正常短而肥）脊柱側凸第五章環境毒理學常用實驗方法９１續表部位畸形的表現腹臍疝、腹裂（部分或全部腹腔內髒從有缺陷的腹壁露出體外）尾短尾、卷尾、角形尾、無尾、螺旋狀尾肛門肛門閉鎖２．胎仔的骨骼檢查一般是將每窩活胎仔數目的２／３或１／２留作此項目檢查，具體方法如下：（１）將留作骨髓檢查的胎仔放入７５％～９０％乙醇溶液中進行固定３～５ｄ。
（２）固定好的胎仔置於１％氫氧化鉀溶液中３～１０ｄ（當中可以更換１％氫氧化鉀溶液數次，換液的同時洗去脫落的皮膚），直至肌肉透明可見骨骼為止。
（３）經１％氫氧化鉀溶液處理後的胎仔，用茜素紅溶液進行染色，直至骨骼染成桃紅色或紫紅色為止，一般需２～５ｄ，必要時中間需更換新的染色液數次。
（４）經染色後的胎仔骨骼，再依次置於透明Ⅰ、透明Ⅱ、透明Ⅲ中透明脫水各１ｄ，若透明不滿意，還可以適當延長在各透明液中的時間。
經染色後的胎仔骨骼標本，可在肉眼下或放大鏡下、解剖顯微鏡下觀察。注意檢查各種骨骼的形態、大小、數量有無異常及骨化程度。常見的骨骼畸形如表５６所示。
表５６常見的骨骼畸形（引自蔡宏道，１９９０）骨骼名稱畸形的表現顱頂骨缺損、骨化遲緩枕骨缺損（指缺失、分為二點、二線、虛線狀）頸椎骨缺損、椎弓不連續、骨化遲緩胸骨缺損、融合、骨化遲緩（成一小點，不及正常的１／２）多肋或少肋（正常大鼠、小鼠為１２～１３對肋骨）短肋（短於前肋的１／２者）肋骨分叉肋、波狀肋、融合肋骨化遲緩（為一側或雙側變一點狀）腰椎缺失、分裂變形四肢骨多骨、缺失盆骨缺失尾椎骨缺失、椎弓缺損、融合３胎仔內髒檢查經外觀檢查後的活胎仔，按隨機法將胎仔數１／２或１／３置於鮑音（Ｂｏｕｉｎ）氏液中固定１～２周後，即可用徒手切片方法進行檢查，觀察內髒以及軟組織的畸形，例如齶裂、腎缺失、馬蹄腎等。詳細方法參見實驗指導部分（實驗三，哺乳動物的致畸試驗）。各髒器常見的畸形如表５７所列。
９２第一篇總論表５７各髒器的常見畸形（引自蔡宏道，１９９０）髒器名稱常見的畸形表現腦腦積水引起的腦室擴大齶齶裂（上齶部分裂開，甚至齶與鼻道相通）舌短舌、分叉舌眼少眼、小眼（不對等大小）、無眼心右位、心室中隔缺損、右位主動脈弓、主動脈導管、單房室心、大動脈橫位等肺氣管食管屢、肺倒位、少葉肝異位、少葉、多葉膈橫膈缺損造成腹內髒疝（腹內髒倒位）腸腸疝腎馬蹄腎、腎積水、缺失、不對稱異位及輸尿管積水等生殖器子宮缺失、隱睾或缺失、一側或雙側發育不全、各種程度的兩性畸形等膀胱缺失三、致畸作用的評價目前對受試物所致的胚胎毒性（包括胚胎生長遲緩、功能不全、畸形和死亡），還不能從一般毒性資料及受試物的理化特性及化學結構得到預測，因而往往必須借助於動物試驗、臨床觀察和流行病學調查才能作出確切的評定。在受試物對動物致畸試驗中，一般隻觀察胚胎生長遲緩、畸形和死亡，而胚胎功能不全則須進行特別的觀測才能發現。因此，對動物致畸試驗的結果，應注意從下列方麵進行分析後，才能對受試物有無致畸作用給予評定。
（１）試驗結果中出現的畸形率高低，須從出現畸胎的孕仔率、胎仔發生畸形率、單項畸形率、總畸形率等多方麵進行統計綜合分析，比較試驗組與對照組有無顯著性差異、有無劑量反應關係，而後才能評定受試物有無致畸作用，絕不能用個別的畸胎現象來對受試物的致畸性作出肯定的結論。
（２）同種動物重複試驗和多種動物試驗結果的一致性，對受試物的致畸作用有助於作出比較可靠的結論。
（３）生物正常情況下亦有自然的變異。它與畸形之間有時較難明確區分。因此在試驗中要注意變異（或畸形），如椎骨、肋骨、前趾和後趾、尾椎骨等的增多或減少；顱骨骨縫過寬；器官的異位等現象的出現率。若出現率高，又有特異性（如同部位發生率高）且有劑量效應與劑量反應關係，應作致畸論。
（４）受試物的致畸作用，也同其他效應一樣，動物的種屬甚至品係間也存在差異，因此不能根據一種動物具有致畸性而簡單地推論對人類一定具有致畸性，此時再用其他動物做試驗和臨床觀察、流行病學調查等也得到同樣一致的結果，據此對受試物的致畸作用評價才能更為明確。
第五章環境毒理學常用實驗方法９３此外，在估計受試物對人類的致畸性威脅時，既要考慮到與動物的種間差異，而且還要考慮試驗的閾劑量與人實際可能攝入量之間的差別，後者尤為重要。因此有許多外來化合物如維生素Ａ在較高劑量時可對鼠類有致畸作用，但對人類一般情況下不可能攝入如此大量的藥物。然而，人們對某種受試物隻要證實它對一種動物具有致畸性，就應當警惕它對人類可能具有潛在危險性。
第六節致癌試驗一、基本概念腫瘤（ｔｕｍｏｒ）是嚴重威脅人類健康的主要疾病之一。據估計，人類腫瘤有８０％～９０％與環境因素（包括物理因素、化學因素和生物因素等）有關，而在人類腫瘤病因分析中，與化學因素有關者可占８０％～８５％。因此，在環境毒理學中，化學致癌作用的研究占有極其重要的地位。
（一）化學致癌作用和化學致癌物化學致癌作用（ｃｈｅｍｉｃａｌｃａｒｃｉｎｏｇｅｎｅｓｉｓ）指化學物質（包括有機、無機、天然和合成的化學物）引起腫瘤的過程。
化學致癌物（ｃｈｅｍｉｃａｌｃａｒｃｉｎｏｇｅｎ）指能誘發腫瘤的化學物質。近幾十年來，在生產環境中發現的有致癌性的化學物質越來越多，ＩＡＲＣ從２０世紀７０年代開始做了大量的工作，列舉了一些有引起癌症可能的工業化學物和化學生產過程，包括一些有足夠證據的對人類致癌物和一些在人類證據不足和僅有足夠動物資料的可疑人類致癌物（表５８）。
多數化學致癌物具有遺傳毒性，它們有一共同的特點，即皆為親電子劑（ｅｌｅｃｔｒｏｐｈｉｌｉｃｒｅａｇｅｎｔ），即分子結構中有正碳原子等親電子基團的一類化合物。而細胞中的大分子化合物都具有親核基團（ｎｕｃｌｅｏｐｈｉｌｉｃｇｒｏｕｐ），即富含電子的部位，易與細胞大分子的親核中心共價結合。ＤＮＡ、ＲＮＡ和蛋白質等大分子化合物的親核基團就是致癌物的結合位置。
就毒性而言，化學致癌物的致癌作用在許多方麵和一般毒性作用有一定的相同之處。
如動物致癌試驗中一般可見劑量反應關係。化學致癌物在體內也進行生物轉化；化學致癌試驗也受試驗動物種屬、品係和性別的影響；化學致癌試驗也受環境因素的影響，並使其作用增強或減弱。但具有遺傳毒作用的化學致癌物具有以下特點：（１）生物學效應具持久性和遲發性；（２）動物試驗中，當劑量相等時，多次給予受試物比一次效應較大；（３）從機理看，一般都和宿主細胞的遺傳物質或其他細胞大分子的相互作用有關。
除外源化學物外，其他致癌的因素也有許多，有物理因素，如輻射、創傷等；生物因素如病毒等。目前已證實有許多環境有害因素與腫瘤有關。
９４第一篇總論表５８工作場所接觸的化學致癌物化學物生產過程人體受影響的部位對氨二酚化工生產膀胱石棉建築、石棉廠礦胸膜、腹膜、支氣管砷銅礦和冶煉廠皮膚、支氣管、肝烷化物化工生產支氣管苯化工廠橡膠生產、石油冶煉骨髓已聯苯胺，萘胺染料和紡織生產膀胱確鉻製革、色素製造鼻竇、支氣管認異丙乙醇化工生產鼻旁竇鎳冶煉鼻竇、支氣管多環芳香烴煙囪清掃皮膚、陰囊、支氣管氯乙烯化工生產肝木屑粉塵家具生產鼻竇丙烯腈化工、塑料肺、結腸、前列腺鈹鈹生產、飛機製造、電子工業支氣管鎘冶煉、電池製造、電焊支氣管氧化乙烯醫院、醫院用品的生產骨髓可乙醛塑料、紡織和化工生產、衛生保健鼻竇、支氣管疑合成礦物纖維製造和保存支氣管酚氧乙酸農田和除草劑軟組織肉瘤聚氯代二酚電氣設備的生產和製造肝有機磷農藥農藥生產和應用骨髓二氧化矽鑄造、采礦支氣管（二）細胞癌變學說癌變形成的原因，目前尚未完全闡明，主要有以下幾種學說：１體細胞突變學說（ｓｏｍａｔｉｃｍｕｔａｔｉｏｎｔｈｅｏｒｙ）該學說認為，致癌因素包括化學、物理、生物因素，作用於體細胞的遺傳物質ＤＮＡ，使其發生突變，結果使細胞的功能發生異常改變而致癌，亦即癌變形成的基礎是體細胞發生突變。
２分化障礙學說（ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｉａｔｉｏｎｏｂｓｔａｃｌｅｔｈｅｏｒｙ）該學說認為，細胞癌變不一定需要體細胞遺傳物質發生突變，而隻是細胞分化過程中有關的基因調控過程受到致癌因素的幹擾，使細胞分化和增殖發生紊亂而出現癌變。
３癌基因學說近年來有的學者認為所有細胞的ＤＮＡ分子中都存在有癌基因（ｏｎｃｏｇｅｎｅ）的遺傳信息，在正常情況下這種癌基因處於阻遏狀態，隻有細胞內有關的調節機製遭到破壞的情況下，癌基因才能表達，從而導致細胞發生癌變，形成癌腫。
（三）癌變過程及其機理癌的形成一般有以下三個階段：第五章環境毒理學常用實驗方法９５１引發階段（ｉｎｉｔｉａｔｉｎｇｓｔａｇｅ）即通過致癌物的作用，使正常細胞轉化為癌細胞的過程。致癌物與ＤＮＡ結合發生反應，使細胞內遺傳物質染色體或基因發生突變，也可能與蛋白質發生反應，使細胞中的基因調控過程發生改變，並出現代謝障礙。在此種突變或基因調控障礙基礎上即可形成癌變。
上述過程中還必須避免機體的正常ＤＮＡ修複過程和體細胞免疫監視機能，使致癌物引起的變化成為永久性變化，使正常細胞轉化為癌細胞。此種引發過程需時較短，一般為不可逆過程。
２促長階段（ｐｒｏｍｏｔｉｎｇｓｔａｇｅ）促長是經過引發的癌細胞不斷增殖直至形成一個臨床上可被檢出之腫塊的過程，是癌的增殖階段。促長過程需要較長的時間，一般為可逆過程。
３浸潤和轉移階段已形成的癌腫不斷發展，逐漸侵害周圍的正常組織，並擴散到較遠的部位。
二、試驗方法致癌試驗（ｃａｒｃｉｎｏｇｅｎｉｃｔｅｓｔ）是檢驗受試物及其代謝產物是否具有致癌作用或誘發腫瘤作用的慢性毒性試驗方法，有時可與慢性毒性試驗同時進行。
利用完整動物進行長期試驗，目前仍為致癌試驗的重要方法。但是為了滿足對大量的外來化合物進行致癌試驗的客觀要求，亦發展了一些短期的快速篩檢試驗方法。
（一）短期篩檢方法實驗證明，已知的許多致癌物（約８５％以上）經檢測都具有致突變作用，這與人們目前對腫瘤形成的機理所提出的學說之一———“體細胞突變學說”相一致。因此，利用已建立的各種致突變試驗方法（詳見本章第四節）快速篩檢外來化合物是否具有致癌作用，從理論上和實踐上均可認為有一定的實用價值。此外，利用哺乳動物細胞體外轉化法，亦是短期篩檢受試物有無致癌性的一種重要方法。根據癌變原理的階段來說，培養細胞與各種化學或物理致癌劑接觸後發生一係列表型改變，如失去密度依存性生長接觸抑製特性、細胞生長雜亂、細胞形態改變、核型改變、能在等基因宿主或裸鼠中形成腫瘤等。通過增殖，這些表型變異的細胞形成與正常細胞不同的集落，即轉化集落。通過轉化集落的存在和轉化集落形成率以及轉化細胞接種裸鼠中發生腫瘤來評價化學物的致癌活性。細胞轉化試驗與動物致癌試驗相比較，有其特有的優點：實驗周期短、經濟、方便，一個細胞克隆或細胞巢就相當於一隻受試動物；受試物直接與靶細胞作用，便於控製劑量，不受吸收、代謝、分布的影響，並且可不受體內免疫係統等幹擾；便於觀察。目前開展得最多、最廣泛的是原代（或早期傳代）的敘利亞倉鼠胚胎細胞和小鼠Ｃ３Ｈ／１０Ｔ１／２和ＢＡＬＢ／Ｃ３Ｔ３細胞係的轉化試驗。
（二）長期動物誘癌試驗當一種化學物經短期試驗證明其潛在致癌性，或其化學結構與某種已知致癌物十分近似，又在人類社會中有實際應用價值，應進行長期動物誘癌試驗。
１試驗動物及飼料要求應選用抗病力強、容易飼養、腫瘤自發率低、對受試物敏感的動物。首選動物為剛斷乳９６第一篇總論或６～８周齡小鼠和大鼠。飼料及飲水中汙染物不應超過容許濃度，並保證必需的營養成分。
２劑量分組及染毒途徑和期限設對照、最大耐受劑量（無明顯的非致癌性損害）和兩個中間劑量４個組，或設對照、最大耐受劑量和半數最大耐受劑量３個組，每組雌雄各７４隻動物，每組動物體重變化不應超過平均體重的±２０％。染毒途徑最好模擬人的接觸途徑，可以經消化道、呼吸道和皮膚。通過喂食或飲水染毒時，每周給７ｄ，通過吸入、灌胃或皮膚染毒時，每周給５ｄ，實驗期限為２４個月。
３觀察指標（１）一般情況實驗頭３個月每周稱一次動物體重，以後每兩周稱一次。消化道染毒時應計算食物或飲水消耗量。每天觀察兩次動物，發現死亡、垂死的和臨床異常的動物，應詳細記載。實驗第１５個月時每組雌雄動物各處死１０隻，其餘在第２４個月處死，詳細屍檢和病理檢查，同時進行血液生化檢查。
（２）腫瘤發生情況記錄腫瘤出現時間、部位、大小、數目、外形、硬度和發展情況。
（３）病理學檢查作完整的屍體解剖，檢查所有器官組織。凡肉眼能辨認的腫瘤或可疑的腫瘤組織均應記錄其所在髒器的部位、大小、形狀、顏色、硬度、與正常組織界限及腫瘤組織本身有無出血、壞死，也要注意非腫瘤性病變。對腫瘤組織、可疑腫瘤組織及肉眼不能判斷性質的其他病變均作病理組織學檢查。
（４）腫瘤發生率按下式計算腫瘤發生率，應包括良性、惡性及二者的總發生率。此外，還應將不同器官的腫瘤發生率分別統計。
試驗終了時患腫瘤動物總數腫瘤發生率＝×１００％有效動物總數（最早出現腫瘤時的存活動物總數）（５）潛伏期以各實驗組第一例腫瘤發現的時間作潛伏期。
（６）平均腫瘤數一個器官出現多個腫瘤或多個器官出現腫瘤，都可使平均腫瘤數增加，此數表示腫瘤的多發性。
４結果判斷（１）腫瘤隻發生在受試組動物，對照組無腫瘤，或受試組出現對照組沒有的腫瘤類型。
（２）受試組與對照組動物均發生腫瘤，但受試組發生率高。
（３）受試組的平均腫瘤數高於對照組。
（４）受試組與對照組的腫瘤發生率雖無顯著差異，但受試組腫瘤發生的潛伏期短。
上述四條中，受試組與對照組之間的數據經統計學處理後，任何一條有顯著性差異，並存在劑量反應關係時即可認為受試物的致癌試驗為陽性。
第五章環境毒理學常用實驗方法９７１解釋：（１）半數耐受濃度（ＴＬＭ）；（２）蓄積係數；（３）生物半減期（Ｔ１／２）；（４）半數致死劑量（ＬＤ５０）；（５）致突變作用；（６）致畸原；（７）化學致癌物２急性毒性試驗結果能否對受試物作出全麵評價？為什麼？
３環境汙染物的蓄積毒性怎樣進行評定？一般可用哪些試驗方法？
４亞急性和慢性毒性試驗結果對受試物毒性評定提供了什麼依據？
５致畸物的致畸作用具有什麼毒理學特點？這些特點在致畸試驗中有什麼意義？
６致突變試驗根據其終點反應不同可分為哪幾種類型？各有什麼優缺點？
７長期致癌試驗設計時，應如何選擇試驗動物和確定劑量分組？
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櫐櫐闡述了化學物毒理學安全性評價程序的內容，安全性評價中需要注意的問題，並重點敘櫐櫐述了農藥、食品的安全性評價程序。概述了環境健康風險評價的發展曆史、概念及意義，櫐櫐櫐櫐重點介紹了健康風險評價的主要步驟以及我國環境健康風險評價的發展趨勢。學習本櫐櫐章時應注意：櫐櫐。櫐櫐１充分認識化學物質進行毒理學安全性評價的重要性櫐櫐２毒理學安全性評價的原則，並學會運用前麵學到的各種毒理學實驗方法，對化學櫐櫐物質進行毒理學安全性評價。
櫐櫐櫐櫐３環境健康風險評價是一種評價由環境汙染引起的人體健康危害程度的方法，了櫐櫐解環境健康風險評價的重要意義，環境健康風險評價中不確定性來源，如何正確進行健櫐櫐殾康危險度評價。櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐第一節化學物的安全性評價一、基本概念１安全性（ｓａｆｅｔｙ）指在規定的使用方式和用量條件下，接觸某種水平的化學毒物不引起機體出現任何有害效應的概率。一種相對的概率，指在一定的暴露下無危險或危險度很低，其危險度可被社會所接受。
２毒理學安全性評價（ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｉｃａｌｓａｆｅｔｙｅｖａｌｕａｔｉｏｎ）通過動物試驗和人群的觀察，闡明某種物質的毒理及潛在的危害，對該物質能否投入市場作出取舍的決定，或提出人類安全的接觸條件，即對人類使用這種物質的安全性作出評價的研究過程稱為毒理學安全性評價。安全性評價的目的是確保該化學物在生產和使用中產生最大效益，同時將其對生態環境和人體健康的危害降至最低。
我國對化學物的毒性鑒定及毒理學試驗開始於２０世紀５０年代。隨著改革開放、國民經濟和社會發展，製定化學物質安全性評價體係和立法管理取得了突破性的進展。如１９８３年，衛生部公布《食品安全性毒理學評價程序（試行）》；１９９４年衛生部發布國家標準《食品安全性毒理學評價程序》；１９８７年，衛生部發布了國家標準《化妝品安全性評價程序和方法》；１９９１年，衛生部和農業部頒布了《農藥安全性毒理學評價程序》等。
１００第一篇總論二、化學物安全性評價的內容（一）準備工作１收集受試物有關的基本資料（１）化學結構各種化學物質的毒性與其結構有一定關係。同一類化合物，由於結構不同，其毒性也有很大差異，因此，往往可根據某化學物質的結構對其毒性作初步估計。
（２）理化性質和純度化學物質的物理化學性質與純度，與其毒性也有一定關係。故對其外觀、比重、沸點、熔點、水溶性或脂溶性、常見溶劑中的溶解度、乳化性或混懸性、貯存穩定性等需進行了解。
２受試物的應用情況及其用量目的是了解人類接觸受試物的可能途徑及攝入的總量，其產生的社會效益、經濟效益、人群健康效益等方麵的資料，以便為進行毒性試驗及經過毒性試驗後，對受試物綜合分析取舍及生產使用的安全措施提供參考。
３受試樣品的要求用於毒理學安全性評價的受試樣品其成分規格必須穩定，進行毒性試驗的樣品，必須是生產過程（包括原料、配方）已經固定不變有代表性的樣品，應為實際生產使用和人類實際接觸的產品。
４選擇試驗動物的要求毒物的毒性在不同的動物種屬間常有較大差異，為使動物實驗結果更能反映人體情況，要求所選的動物種類對受試物的代謝方式盡可能與人類相似，以使在實驗中所觀察到的毒性反應與人接近，在毒理學評價中最先考慮的是哺乳類的雜食動物。一般試驗多采用大鼠，這是因為大鼠不僅是一種雜食動物，而且食性和代謝過程與人類接近，對許多化學物質比較敏感、價格低廉、容易飼養。此外，小鼠、地鼠、豚鼠、家兔、狗或猴也可供使用。為了減少同種動物不同品係造成的差異，試驗動物最好采用具有穩定的遺傳性，如動物的生理常數、營養需要和應激反應比較穩定的純係動物或內部雜交動物和第一代雜種動物。
（二）化學物的毒理學安全性評價程序安全性評價首先是對化學物進行毒性鑒定，通過一係列的毒理學試驗測試化學物對實驗動物的毒作用，從而評價和預測該化學物對人體可能造成的危害。我國化學物的毒理學安全性評價通常可劃分為以下四個階段。
１第一階段（急性毒性試驗）主要根據人體可能的暴露途徑，選擇經口、經皮、經呼吸道的染毒途徑進行急性毒性試驗，獲得ＬＤ５０或ＬＣ５０。農藥等有可能與皮膚或眼接觸的化學物需進行皮膚刺激試驗、眼刺激試驗和皮膚變態反應試驗。對呼吸道有刺激作用的化學物還應進行吸入刺激閾濃度試驗。通過急性毒性試驗，可對化學物的毒性作出初步的估計並確定其急性毒作用的特征，為急性毒性定級、進一步試驗的劑量設計和毒性判斷指標的選擇提供依據。
第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１０１２第二階段（致突變試驗）此階段一般包括：（１）原核細胞基因突變試驗，如Ａｍｅｓ試驗或大腸杆菌試驗或枯草杆菌試驗。
（２）真核細胞染色體畸變試驗，如微核試驗或骨髓細胞染色體畸變分析。如實驗結果為陽性，可用ＤＮＡ修複合成試驗、顯性致死試驗、果蠅伴性隱性致死試驗和體外細胞轉化等試驗中再選兩項進行最後的綜合評價。
通過致突變試驗，可對受試物的潛在遺傳危險性作出評價並預測其致癌性。
３第三階段（亞慢性毒性試驗、致畸試驗、生殖試驗和代謝試驗）亞慢性毒性試驗一般進行９０天，用於了解較長期反複染毒受試化學物後對動物的毒作用性質和靶器官，評估對人體健康可能引起的潛在危害，估計最大無作用劑量，並為慢性毒性試驗和致癌性試驗設計提岀參考依據。
致畸試驗用於確定受試物的胚胎毒作用以及對胎仔的致畸作用。生殖試驗一般要求進行兩代，以判斷受試物對生殖過程的影響。代謝試驗是了解化學物在體內的吸收、分布和排泄的特點，有無蓄積性以及毒作用的可能靶器官和組織。
４第四階段（慢性毒性試驗和致癌試驗）這兩項試驗常結合進行。慢性毒性試驗的目的在於確定化學物的最大無作用劑量，並綜合上述試驗的結果對受試物的安全性作出評價，進而提出人體安全的攝入量水平。致癌試驗用於確定受試物對實驗動物的致癌性。
（三）安全性評價試驗的選用原則在毒理學安全性評價時，需根據受試物質的種類來選擇相應的程序，不同的化學物所選擇的程序不同，一般根據化學物的種類和用途來選擇國家、部委和各級政府發布的法規、規定和行業規範中相應的程序。如農藥、食品、化妝品和藥物的毒理學安全性評價程序，一般分為四五個階段。
（１）根據受試物的種類選擇相應的程序。在毒理學安全性評價時，根據受試物的種類來選擇進行相應的毒理學試驗，不同的化學物所選擇的試驗不同。我國對不同類型化學物規定有相應的安全性評價程序，對需要進行的試驗種類作岀了規定。
表６１所列實驗項目可見，各個試驗程序內容基本上是一致的，但由於不同種類的化合物與人類接觸的方式和程度各異，對安全性的要求亦不盡相同，如有些程序要求進行人體或人群試驗，在各個試驗的具體內容上也會有些差異。在具體執行時，需嚴格參照各類物質的有關法規。
表６１幾類化學物質毒理學評價階段與試驗項目農藥食品化妝品消毒產品《農藥安全性毒理學《消毒技術規範》《食品安全性毒理學《化妝品安全性評評價程序》《農藥登記第８章：消毒劑毒法規名稱評價程序和方法》價程序和方法》毒理學試驗方法》理試驗的程序和ＧＢ１５１９３．１—１９９４ＧＢ７９１９—８７ＧＢ１５６７０—１９９５方法１０２第一篇總論續表農藥食品化妝品消毒產品急性毒性試驗，皮膚急性毒性試驗、皮與眼黏膜試驗（皮膚膚、黏膜試驗（皮急性毒性試驗、皮第一階段急性毒性試驗刺激、致敏試驗，眼刺膚刺激、致敏、光膚、黏膜試驗激試驗）毒、眼刺激）蓄積毒性試驗，致突遺傳毒性試驗，致畸亞慢性毒性試驗，遺傳毒性試驗，蓄第二階段變試驗試驗，３０天喂養試驗致畸試驗積毒性試驗亞慢性毒性試驗，代亞慢性毒性試驗，繁致突變、致癌短期亞慢性毒性試驗，第三階段謝試驗殖試驗，代謝試驗生物篩選試驗致畸試驗慢性代謝試驗，致癌慢性代謝試驗，致癌慢性代謝試驗，致慢性代謝試驗，致第四階段試驗試驗癌試驗癌試驗人體試驗（激發斑第五階段貼、試用試驗）注：食品包括添加劑、新資源食品、保健食品、食品包裝材料、消毒劑。
（２）遵循分階段試驗的原則。在實際工作中，對一種化學物質進行毒理學評價時，需要采取分階段進行的原則，即將各種毒理試驗按一定順序進行，明確先進行哪項試驗，再進行哪項試驗，目的是以最短的時間、用最經濟的辦法，取得最可靠的結果。實際工作中常常是先安排試驗周期短、費用低、預測價值高的試驗。每類化學物的安全性評價大致分為兩個時期：一是正式投產前的毒理學評價；二是投產後要在使用人群中繼續觀察化學物的毒副作用。
（３）凡屬我國首創的化學物質一般要求選擇第三階段甚至第四階段的某些有關項目進行測試，特別是對其中產量較大、使用麵積廣、接觸機會較多或化學結構提示有慢性毒性、遺傳毒性或致癌性可能者，必須進行全部四個階段的試驗。
（４）對於有一定毒性資料的仿製品，若生產單位能證明其產品的理化性質、純度、雜質及含量均與國外產品相似，並經一項急性毒性試驗和致突變試驗進行核對，如實驗結果與國外產品或資料文獻一致，一般不再繼續進行試驗，可參考國外有關資料或規定進行評價。如產品質量或毒理學試驗結果與國外資料或產品不同，必須完成第一、第二階段的實驗。
（四）安全性評價中需要注意的問題影響毒性鑒定和安全性評價的因素很多，進行安全性評價時需要考慮和消除多方麵因素的幹擾，盡可能做到科學、公正地作出評價結論。
１實驗設計的科學性化學物質安全性評價將毒理學知識應用於衛生科學，是科學性很強的工作，也是一項創第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１０３造性的勞動，因此不能以模式化對待，必須根據受試化學物的具體情況，充分利用國內外現有的相關資料，講求實效，進行科學的實驗設計。
２試驗方法的標準化毒理學試驗方法和操作技術的標準化是實現國際規範和實驗室間數據比較的基礎。化學物質安全性評價結果是否可靠，取決於毒理學實驗的科學性，它決定了對實驗數據的科學分析和判斷。如何進行毒理學科學的測試與研究，要求有嚴格的規範和評價標準。這些規範和基準必須既符合毒理科學的原理，又是良好的毒理與衛生科學研究實踐的總結。因此毒理學評價中各項試驗方法力求標準化、規範化，並應有質量控製。現行有代表性的實驗設計與操作規程是良好實驗室規範（ＧＬＰ）和標準操作程序（ＳＯＰ）。
３熟悉毒理學試驗方法的特點對毒理學實驗不僅要了解每項試驗所能說明的問題，還應該了解試驗的局限性或難以說明的問題，以便為安全性評價作出一個比較恰當的結論。
４評價結論的高度綜合性在考慮安全性評價結論時，對受試化學物的取舍或是否同意使用，不僅要根據毒理學試驗的數據和結果，還應同時進行社會效益和經濟效益的分析，並考慮其對環境質量和自然資源的影響，充分權衡利弊，作出合理的評價，提出禁用、限用或安全接觸和使用的條件以及預防對策的建議，為政府管理部門的最後決策提供科學依據。
３常用的化學物安全性毒理學評價程序１９８２年以來，我國已相繼製定了一些種類的化學物質的毒性鑒定程序和方法，國家陸續頒布了有關的法律。以下介紹在實際工作中具有指導意義的常用毒理學評價程序和方法，以農藥、食品的安全性評價程序為例。
一、農藥安全性毒理學評價程序（一）主要內容與適用範圍本程序規定了農藥安全性毒理學評價的原則、項目及要求。本程序適用於在我國申請登記及需要進行安全性評價的各類農藥。
（二）評價總則（１）在評價農藥的安全性時，毒理學方麵應考慮以下諸因素：①化學名稱，化學結構。
②產品組成（有效成分含量及其他成分含量）。
③理化性質，包括外觀、比重、蒸氣壓、溶解度、乳化性、懸浮性、相混性、熔點、沸點等。
④一般毒性試驗和特殊毒性試驗項目，依此劃分為四個階段，可根據申請登記的農藥類別及有關規定進行相應試驗。
⑤每人每日容許攝入量的規定。根據動物試驗中最大無作用計量，按下列公式計算：每人每日容許攝入量（ＡＤＩ）ｍｇ／ｋｇ體重＝最大無作用劑量（ｍｇ／ｋｇ）／安全係數。根據農藥的性質及其他因素確定安全係數，一般為１００。每人每日容許從食品中攝入的農藥量＝ＡＤＩ（ｍｇ／ｋｇ）×６０（人體標準體重，ｋｇ）。最大殘留限量（ＭＲＬ）＝ＡＤＩ×６０／１．２（每人每日１０４第一篇總論食品攝入總量）×某種食品所占比例。如每月食品結構為：穀物１２．５ｋｇ，薯類３ｋｇ，幹豆１．２５ｋｇ，食油０．７５ｋｇ，糖類０．５ｋｇ，肉禽類２ｋｇ，魚０．７５ｋｇ，蛋１．０ｋｇ，奶０．７５ｋｇ，蔬菜１０．０ｋｇ，水果１．５ｋｇ，共３４ｋｇ，每人每日總攝入量則為１．１３ｋｇ。各種食品所占比例為：穀物０．３７（３６．７６％），薯類０．０９（８．８２％），幹豆０．０４（３．６８％），食油０．０２（２．２１％），糖類０．０１（１．４７％），肉禽類０．０６（５．８８％），魚０．０２（２．２１％），蛋０．０３（２．９４％），奶０．０２（２．２１％），蔬菜０．２９（２９．４１％），水果０．０４（４．４１％）。
⑥人群接觸毒性和意外事故的毒性資料。開發新品種農藥時，對在實驗、試產和大田試驗階段的密切接觸人員，必須保留完整的健康記錄，並定期隨訪。申請登記時，遞交上述資料。在新品種農藥正式投產和使用的最初階段（根據具體情況確定年限），設置健康監測點，對包括最密切接觸和高危人群在內的觀察對象實施健康監測。對已使用的農藥，如發現有可疑致癌、致畸及其他嚴重遠期危害時，要有計劃地進行流行病學調查和毒理學重新評價。在發生意外事故的情況時，應深入現場，作事故後調研、搜集有關資料。
⑦代謝產物和主要雜質的毒性。
（２）農藥試驗樣品的選擇，一般為原藥，如係新品種農藥，則應同時采用原藥及製劑。
（３）按照申請農藥登記的不同情況及生產和銷售的需要，對提交評審的資料，分別要求如下：①凡屬申請正式登記的農藥品種，一般需具備四個階段的全套資料，尤其是新投產、產量大、使用麵廣的、或估計有可疑潛在性危害的農藥。進口農藥必須提交四個階段的完善毒理學試驗資料，進行必要的毒理學驗證實驗。
②凡屬申請臨時登記或用於藥效實驗的農藥，可先提交相當於第一、二階段的毒理學試驗資料。補充登記（改變劑型或改變含量）的農藥，需提交第一階段毒理學試驗資料。根據評審結果再確定是否需要補充其他實驗項目。
③凡要求將已登記的原藥混配成各種劑型的製劑時，一般應先提供急性經口聯合毒性的試驗資料，以表明有無協同作用，如有明顯增強作用，則需進行其他試驗。
④根據農藥的用途、品種的理化特性，對某些特殊用途的農藥（如衛生殺蟲藥、生物農藥、殺鼠藥、森林用藥等）可按本程序規定的項目作適當增減（如變更動物的品種、給藥途徑等）。
（三）毒理學評價項目（分四個階段）１第一階段———動物急性毒理試驗和皮膚及眼睛黏膜試驗（１）急性毒性試驗急性經口毒性試驗（ＬＤ５０）、急性經皮毒性試驗（ＬＤ５０）、急性吸入毒性試驗（ＬＣ５０），用於揮發液體和可升華的固體農藥。
（２）皮膚與眼黏膜試驗、眼刺激試驗、皮膚刺激試驗、皮膚致敏試驗。以上各項中，急性經口和經皮毒性試驗，眼刺激試驗為必做項目，其他項目根據需要確定。
２第二階段———蓄積毒性和致突變試驗（１）蓄積毒性試驗當經口ＬＤ５０＞５ｇ／ｋｇ，或已做過代謝試驗，有半減期（Ｔ１／２）數據的，可免去此項試驗。
（２）致突變試驗①原核細胞基因突變試驗：Ａｍｅｓ（鼠傷寒沙門氏菌／微粒體試驗）第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１０５及大腸杆菌回變試驗。②哺乳動物細胞染色體畸變分析：體細胞為骨髓細胞微核試驗或骨髓細胞染色體畸變分析中兩項任選一項；生殖細胞為睾丸細胞染色體畸變分析（即ＭＩ期精母細胞的染色體畸變測試）或顯性致死試驗兩項中任選一項。其他根據需要確定，如精子畸形檢測試驗體外培養細胞染色體畸變試驗，程序外ＤＮＡ修複合成試驗、果蠅隱性致死試驗等。
３第三階段———亞慢性毒性和代謝試驗（１）亞慢性毒性試驗、９０日經口試驗、２１日經皮試驗；根據需要確定２１日或２８日吸入試驗、根據需要確定遲發性神經毒性試驗、根據需要確定兩代繁殖試驗、致畸試驗。
（２）代謝試驗。
４第四階段———慢性毒性（包括致癌）試驗大鼠兩年喂養試驗或小鼠一年半喂養試驗。
（四）評價項目基本要求及結果評定１急性毒性試驗（１）目的評價農藥的急性毒性，並為以後幾個階段毒理學試驗設計提供依據。
（２）受試動物急性經口ＬＤ５０大鼠和小鼠，急性經皮ＬＤ５０大鼠，急性吸入ＬＤ５０大鼠。
（３）方法可采用機率單位法（Ｍｉｌｌｅｒｓ法）或寇氏法（Ｋａｏｒｂｅｒｓ法）或霍恩氏法（Ｈｏｒｎｓ）計算ＬＤ５０（ＬＣ５０）。
（４）結果評定農藥的急性毒性分級見表６２。
表６２農藥的急性毒性分級經口ＬＤ５０經皮ＬＤ５０吸入ＬＣ５０級別（ｍｇ／ｋｇ）（ｍｇ／ｋｇ）４ｈ（ｍｇ／ｍ３）２ｈ劇毒＜５＜２０＜２０高毒５～５０２０～２００２０～２００中等毒５０～５００２００～２０００２００～２０００低毒＞５００＞２０００＞２０００①受試動物兔。
②方法將液態（根據具體情況，可以使用０．１ｍＬ或１００ｍｇ）受試農藥滴入（塗入）兔眼結膜囊內，滴藥後於１ｈ、２４ｈ、４８ｈ和７２ｈ進行觀察，第４天、第７天觀察恢複情況。
③結果評定眼損傷的分級標準見表６３。眼刺激性評價標準見表６４。
１０６第一篇總論表６３眼損傷的分級標準部位眼損傷程度積分總積分Ａ充血狀態，係指瞼結膜、球結膜部位的血管０（Ａ＋Ｂ＋Ｃ）×２血管正常充血０血管充血呈鮮紅色１結血管充血呈深紅色、血管不易分辨２彌漫性充血呈紫紅色３Ｂ水腫無０輕微水腫１明顯水腫，伴有部分眼瞼外翻２水腫至眼瞼近半閉合３水腫至眼瞼超過半閉合４Ｃ分泌物膜無０少量１分泌物使眼瞼和睫毛潮濕或黏著２最高積分分泌物使整個眼區潮濕或黏著３２０正常０Ａ×５皺褶明顯加深，充血、腫脹，角膜周圍有輕度充血，瞳孔對光虹１仍有反應膜最高積分充血，肉眼可見破壞，對光無反應（或出現其中之一反應）２１０Ａ混濁（以最致密部分為準）Ａ×Ｂ×５無混濁０角散在或彌漫性混濁，虹膜清晰可見１半透明區易分辨，虹膜模糊不清２出現灰白色半透明區，虹膜細節不清，瞳孔大小勉強看清３角膜不透明，由於混濁，虹膜無法辨認４膜Ｂ角膜受損範圍＜１／４１１／４～１／２２１／２～３／４３最高積分３／４～１４８０角膜、虹膜、結膜反應累加最高積分為１１０第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１０７表６４眼刺激性評價標準急性眼刺激積分指數眼刺激的平均指數眼刺激的個體指數刺激強度（Ｉ．Ａ．Ｏ．Ｉ）（最高數）（Ｍ．Ｉ．Ｏ．Ｉ）（Ｉ．Ｉ．Ｏ．Ｉ）０～５４８ｈ後為０無刺激性５～１５４８ｈ後＜５輕刺激性１５～３０４日後＜５輕度中度刺激性３０～６０７日後＜２０７日後（６／６動物＜３０）（４／６動物＜１０）６０～８０７日後＜４０７日後（６／６動物＜６０）（４／６動物＜３０）８０～１１０重度刺激性２皮膚刺激試驗（１）受試動物兔或豚鼠。
（２）方法液態農藥采用原藥或製劑，固體農藥用水或合適賦形劑（如花生油、凡士林、羊毛脂等）按１∶１濃度調劑。脫毛後２４ｈ，將０．５ｍＬ或０．５ｇ受試藥塗於脫毛表皮，背部脊柱兩側皮膚去毛範圍各為３ｃｍ×６ｃｍ。
（３）結果評定皮膚刺激反應評分見表６５。皮膚刺激強度評分見表６６。
表６５皮膚刺激反應評分紅斑形成水腫形成積分無紅斑無水腫０勉強可見勉強可見１明顯紅斑水腫隆起輪廓清楚２中等至嚴重紅斑水腫隆起約１ｍｍ３紫紅色斑並有焦痂形成水腫隆起超過１ｍｍ，範圍擴大４總分８３皮膚致敏試驗（１）受試動物豚鼠。
（２）方法皮膚致敏試驗是指通過重複接觸農藥後產生免疫傳遞的皮膚反應，包括致敏（誘導）和激發兩個階段，一次接觸後至少１周，再次給予激發接觸，通過激發接觸確定有無致敏作用。
（３）結果評定致敏率強度分級見表６７。
１０８第一篇總論表６６皮膚刺激強度評分表６７致敏率強度分級強度分值致敏率（％）分級強度分類無刺激性０～０．４０～８Ⅰ弱致敏物輕度刺激性０．５～１．９９～２８Ⅱ輕度致敏物中等刺激性２．０～５．９２９～６４Ⅲ中度致敏物強刺激性６．０～８．０６５～８０Ⅳ強度致敏物ｐＨ＜２或ｐＨ＞１１．５的農藥可不進行本項試驗。８１～１００Ⅴ極強度致敏物４蓄積毒性試驗（１）目的了解農藥在體內蓄積情況。
（２）受試動物大鼠或小鼠。
（３）方法蓄積係數法或２０天蓄積法。
（４）結果評定蓄積係數＜１為高度蓄積；１～３明顯蓄積；３～５中等蓄積；＞５輕度蓄積。如１／２０ＬＤ５０組動物有死亡，且有劑量?反應關係則為強蓄積性；僅１／２０ＬＤ５０組動物有死亡則為弱蓄積性。
５致突變試驗（１）目的通過短期篩選試驗以確定農藥有無致突變作用，致突變試驗的陽性結果提示該農藥是一種潛在的致突變物，具有潛在的遺傳危害和致癌性。
（２）受試動物（材料）原細胞基因突變試驗：Ａｍｅｓ試驗和大腸杆菌回變試驗。哺乳動物細胞染色體畸變分析：體細胞為骨髓細胞微核試驗（大鼠或小鼠）和骨髓細胞染色體畸變分析（大鼠和小鼠）；生殖細胞為睾丸細胞（ＭＩ期精母細胞）染色體畸變分析（小鼠）和顯性致死試驗（小鼠）。其他一些致突變試驗：①精子畸形檢測（小鼠）；②體外培養細胞染色體畸變試驗（如人外周淋巴細胞、中國地鼠卵巢細胞（ＣＨＯ）和肺組織細胞（Ｖ９７）等）；③程序外ＤＮＡ修複合成試驗；④果蠅隱性致死試驗。
（３）結果評定如三項必做項目中一項試驗結果出現陽性，則須再選擇兩項其他致突變試驗，以觀察是否有多項陽性效應。如必做項目中試驗結果出現兩項或兩項以上的陽性結果，而又有強蓄積性，則一般應予放棄，但如該品種在目前產生和使用中為不可缺少的品種，則應進行第三、四階段的動物試驗，並根據該農藥的殘留量和可能攝入量等綜合衡量。
６亞慢性毒性試驗（１）目的觀察農藥以不同劑量水平較長期喂養對動物的毒作用性質和靶器官，並初步確定最大無作用劑量和最小有作用劑量，以及劑量?反應關係；了解農藥對動物生殖和子代的影響（包括致畸作用等）；為慢性毒性和致癌試驗的劑量選擇、實驗設計提供依據；為農藥安全使用和安全食用提供依據。
（２）受試動物９０日經口試驗、大鼠２１日經皮試驗、大鼠或兔２１日或２８日吸入試驗、大鼠每日吸入４ｈ遲發性神經毒性試驗、母雞兩代繁殖試驗、大鼠致畸試驗、大鼠或小鼠，特定情況下需要用兔。
（３）結果評定９０日經口試驗無作用劑量小於或等於人可能攝入量的１００倍者，表示毒第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１０９性較強，一般應予放棄，特殊情況須經專家評議。２１日吸入試驗和２１日經皮試驗，按工業毒物對人接觸性危害進行評價。遲發性神經毒性試驗，根據其神經毒性反應和病毒學檢查進行評定，提出遲發性神經毒性的無作用劑量水平。兩代繁殖試驗根據對動物接觸農藥後出現的異常現象、發生率及嚴重程度，評價農藥對生殖過程產生的積累性影響。致畸試驗鑒定農藥是否有母體毒性、胚胎毒性及致畸性。如有致畸效應，可得出最小致畸量，以最小致畸量求得致畸指數，表示致畸強度。致畸指數＝雌性動物ＬＤ５０／最小致畸劑量。暫以致畸指數小於１０為基本無致畸危害；致畸指數１０～１００有致畸危害；致畸指數大於１００為強致畸危害。致畸危害指數＝最大不致畸劑量／最大可能攝入量。暫以致畸危害指數＞３００為危害性小；致畸危害性指數１００～３００有中等危害性；致畸危害指數＜１００為嚴重危害性。
７．代謝試驗了解農藥在體內的吸收、分布和排泄速度，有無蓄積性，並測定其在主要器官組織中的分布。有條件時可進一步進行代謝產物的分離鑒定和毒性評定。
８慢性毒性（包括致癌）試驗（１）目的確定動物長期接觸農藥後產生的危害，尤其是進行不可逆的毒作用和致癌作用。確定最大無作用劑量，為製定每人每日容許攝入量（ＡＤＩ）和農藥最大殘留限量（ＭＲＬ）或施藥現場空氣最高容許濃度（ＭＡＣ）提供依據。
（２）試驗項目基本要求大鼠染毒期為２４個月；小鼠染毒期為１８個月。
（３）結果評定致癌試驗結果的評定采取聯合國世界衛生組織提出的４條判斷致癌試驗陽性結果的標準：①腫瘤隻發生在試驗組中，對照組無腫瘤；②試驗組與對照組動物均發生腫瘤，但試驗組發生率高；③試驗組動物中多發性腫瘤明顯，對照組中無多發性腫瘤或隻是少數有多發性腫瘤；④試驗組與對照組腫瘤發生率雖無明顯差異，但試驗組中發生時間較早。凡符合上述４條中任何一條標準，並在試驗組與對照組之間的數據經統計學處理有顯著性差異時，即可認為致癌試驗為陽性結果。
慢性經口毒性試驗的結果評定求得的最大無作用劑量（ｍｇ／ｋｇ體重）與人的可能攝入量進行比較後評定。①小於或等於人的可能攝入量的５０倍者，表示毒性較強，一般應予放棄；②大於５０倍而小於１００倍者，由專家共同評議；③大於１００倍者則可考慮允許使用。
凡試驗結果由於給藥途徑（經口、經皮、經呼吸道）和動物種係的差異產生不同的結果時，應根據農藥的產量、使用量、使用麵積，估測對人和環境可能造成的危害，進行綜合評價。
二、食品安全性毒理學評價程序（一）主題內容與適用範圍該標準規定了食品安全性毒理學評價的程序。它適用於評價食品生產、加工、保藏、運輸和銷售過程中使用的化學和生物物質以及在這些過程中產生汙染的有害物質，食物新資源及其成分和新資源食品，也適用於食品中其他有害物質。
（二）受試物的要求（１）提供受試物（必要時包括雜質）的物理、化學性質（包括化學結構、純度、穩定性等）。
（２）受試物必須是符合既定的生產工藝和配方的規格化產品，其純度應與實際應用相同，在需要檢測高純度受試物及其可能存在的雜質毒性或進行特殊試驗時可選用純品，或以１１０第一篇總論純品及雜質分別進行毒性檢驗。
（三）食品安全性毒理學評價試驗的四個階段和內容及選用原則１毒理試驗的四個階段和內容（１）第一階段———急性毒性試驗經口急性毒性：ＬＤ５０，聯合急性毒性。
（２）第二階段———遺傳毒性試驗、傳統致畸試驗、短期喂養試驗遺傳毒性試驗的組合必須考慮原核細胞和真核細胞、生殖細胞與體細胞、體內和體外試驗相結合的原則。
①細菌致突變試驗鼠傷寒沙門氏菌／哺乳動物微粒體酶試驗（Ａｍｅｓ試驗）為首選項目，必要時可另選和加選其他試驗。
②小鼠骨髓微核率測定或骨髓細胞染色體畸變分析。
③小鼠精子畸形分析和睾丸染色體畸變分析。
④其他備選遺傳毒性試驗Ｖ７９／ＨＧＰＲＴ基因突變試驗、顯性致死試驗、果蠅伴性隱性致死試驗、程序外ＤＮＡ修複合成（ＵＤＳ）試驗。
⑤傳統致畸試驗⑥短期喂養試驗３０ｄ喂養試驗。如受試物需進行第三、四階段毒性試驗者，可不進行本試驗。
（３）第三階段———亞慢性毒性試驗（９０ｄ喂養試驗、繁殖試驗、代謝試驗）（４）第四階段———慢性毒性試驗（包括致癌試驗）。
２對不同受試物選擇毒性試驗的原則（１）凡屬我國創新的物質一般要求進行四個階段的試驗。特別是對其中化學結構提示有慢性毒性、遺傳毒性或致癌性可能或產量大、使用範圍廣、攝入機會多，必須進行全部四個階段的毒性試驗。
（２）凡屬與已知物質（指經過安全性評價並允許使用者）的化學結構基本相同的衍生物或類似物，則根據第一、二、三階段毒性試驗結果判斷是否需進行第四階段的毒性試驗。
（３）凡屬已知的化學物質，世界衛生組織已公布每人每日容許攝入量（ＡＤＩ，以下簡稱日許量），同時申請單位又有資料證明我國產品的質量規格與國外產品一致，則可先進行第一、二階段毒性試驗，若試驗結果與國外產品的結果一致，一般不要求進行進一步的毒性試驗，否則應進行第三階段毒性試驗。
（４）農藥、食品添加劑、食品新資源和新資源食品、輻照食品、食品工具及設備用清洗消毒劑的安全性毒理學評價試驗的選擇。
①農藥按衛生部和農業部頒布的《農藥安全性毒理學評價程序》進行。對於由一種原藥配製的各種商品，其中未加入其他未允許使用的成分時，一般不要求分別對各種商品進行毒性試驗。凡將兩種或兩種以上經國家批準使用的原藥混合配製的農藥或農藥商品的製劑中添加了未經批準的其他具有較大毒性的化學物質作為重要成分，則應先進行急性聯合毒性試驗，如結果表明無協同作用，則按已頒布的個別農藥的標準進行管理，並對所用的未經批準的化學物質進行安全性評價。如有協同作用，則需完成混合製品的第一、二、三階段毒性試驗。
②食物添加劑凡屬世界衛生組織已建議批準使用或已製定日允許量者，以及香料生第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１１１產者協會（ＦＥＭＡ）、歐洲理事會（ＣＯＥ）和國際香料工業組織（ＩＯＦＩ）四個國際組織中的兩個或兩個以上允許使用的，在進行急性毒性試驗後，參照國外資料或規定進行評價。
凡屬資料不全或隻有一個國際組織批準的，先進行急性毒性試驗和本程序所規定的致突變試驗中的一項，經初步評價後，再決定是否需進行進一步試驗。
凡屬尚無資料可查、國際組織未允許使用的，先進行第一、二階段毒性試驗，經初步評價後，決定是否需進行進一步試驗。
從食用動植物可食部分提取的單一高純度天然香料，如其化學結構及有關資料並未提示具有不安全性的，一般不要求進行毒性試驗。
其他食品添加劑：詳見ＧＢ１５１９３．１—１９９４。
③食品新資源和新資源食品食品新資源及其食品原則上應進行第一、二、三個階段毒性試驗，以及必要的人群流行病學調查。必要時應進行第四階段試驗。若根據有關文獻資料及成分分析，未發現有或雖有但量甚少，不至構成對健康有害的物質，以及較大數量人群有長期食用曆史而未發現有害作用的天然動植物（包括作為調料的天然動植物的粗提製品）可以先進行第一、二階段毒性試驗，經初步評價後，決定是否需要進行進一步的毒性試驗。
④輻照食品按《輻照食品衛生管理辦法》要求提供毒理學試驗資料。
⑤食品工具設備用清洗消毒劑按衛生部頒發的《消毒管理辦法》進行。
（四）食品安全性毒理學評價試驗的目的和結果判定１毒理學試驗的目的（１）急性毒性試驗測定ＬＤ５０，了解受試物的毒性強度、性質和可能的靶器官，為進一步進行毒性試驗的劑量和毒性判定指標的選擇提供依據。
（２）遺傳毒性試驗對受試物的遺傳毒性以及是否具有潛在致癌作用進行篩選。
（３）致畸試驗了解受試物對胎仔是否具有致畸作用。
（４）短期喂養試驗對隻需進行第一、二階段毒性試驗的受試物，在急性毒性試驗的基礎上，通過３０ｄ喂養試驗，進一步了解其毒性作用，並可初步估計最大無作用劑量。
（５）亞慢性毒性試驗———９０ｄ喂養試驗、繁殖試驗觀察受試物以不同劑量水平經較長期喂養後對動物的毒性作用性質和靶器官，並初步確定最大作用劑量；了解受試物對動物繁殖及對子代的致畸作用，為慢性毒性和致癌試驗的劑量選擇提供依據。
（６）代謝試驗了解受試物在體內的吸收、分布和排泄速度以及蓄積性，尋找可能的靶器官；為選擇慢性毒性試驗的合適動物種係提供依據；了解有無毒性代謝產物的形成。
（７）慢性毒性試驗（包括致癌試驗）了解經長期接觸受試物後出現的毒性作用，尤其是進行性或不可逆的毒性作用以及致癌作用；最後確定最大無作用劑量，為受試物能否應用於食品的最終評價提供依據。
１１２第一篇總論２各項毒理學試驗結果的判定（１）急性毒性試驗如ＬＤ５０劑量小於人的可能攝入量的１０倍，則放棄該受試物用於食品，不再繼續其他毒理學試驗。如大於１０倍者，可進入下一階段毒理學試驗。凡ＬＤ５０在人的可能攝入量的１０倍左右時，應進行重複試驗，或用另一種方法進行驗證。
（２）遺傳毒性試驗根據受試物的化學結構、理化性質以及對遺傳物質作用終點的不同，並兼顧體外和體內試驗以及體細胞和生殖細胞的原則，在毒性試驗第二階段遺傳毒性試驗①、②和③中所列遺傳毒性試驗中選擇四項試驗，根據以下原則對結果進行判斷。
①如其中三項試驗為陽性，則表示該受試物很可能具有遺傳毒性作用和致癌作用，一般應放棄該受試物應用於食品；毋需進行其他項目的毒理學試驗。
②如其中兩項試驗為陽性，而且短期喂養試驗顯示該受試物具有顯著的毒性作用，一般應放棄該受試物用於食品；如短期喂養試驗顯示有可疑的毒性作用，則經初步評價後，根據受試物的重要性和可能攝入量等，綜合權衡利弊再作出決定。
③如其中一項試驗為陽性，則再選擇其他兩項遺傳毒性試驗；如再選的兩項試驗均為陽性，則無論短期喂養試驗和傳統致畸試驗是否顯示有毒性與致畸作用，均應放棄該受試物用於食品；如有一項為陽性，而在短期喂養試驗和傳統致畸試驗中未見有明顯毒性與致畸作用，則可進入第三階段毒性試驗。
④如四項試驗均為陰性，則可進入第三階段毒性試驗。
（３）短期喂養試驗在隻要求進行兩階段毒性試驗時，若短期喂養試驗未發現有明顯毒性作用，綜合其他各項試驗即可作出初步評價；若試驗中發現有明顯毒性作用，尤其是有劑量?反應關係時，則考慮進一步的毒性試驗。
（４）９０ｄ喂養試驗、繁殖試驗、傳統致畸試驗根據這三項試驗中所采用的最敏感指標所得的最大無作用劑量進行評價，原則是：①最大無作用劑量小於或等於人的可能攝入量的１００倍者表示毒性較強，應放棄該受試物用於食品。
②最大無作用劑量大於１００倍而小於３００倍者，應進行毒性試驗。
③大於或等於３００倍者則不必進行慢性毒性試驗，可進行安全性評價。
（５）慢性毒性（包括致癌）試驗根據慢性毒性試驗所得的最大無作用劑量進行評價，原則是：①最大無作用劑量小於或等於人的可能攝入量的５０倍者，表示毒性較強，應放棄該受試物用於食品。
②最大無作用劑量大於５０倍而小於１００倍者，經安全性評價後，決定該受試物可否用於食品。
③最大無作用劑量大於或等於１００倍者，則可考慮允許使用於食品。
（６）新資源食品、複合配方的飲料等試驗若試樣的最大加入量（一般不超過飼料的５％）或液體試樣最大可能的濃縮物加入量仍不能達到最大無作用劑量為人的可能攝入量的規定倍數時，則可以綜合其他的毒性試驗結第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１１３果和實際食用或飲用量進行安全性評價。
（五）進行食品安全性評價時需要考慮的因素１人的可能攝入量除一般人群的攝入量外，還應考慮特殊和敏感人群（如兒童、孕婦及高攝入量人群）。
２人體資料由於存在著動物與人之間的種屬差異，在將動物試驗結果推論到人時，應盡可能收集人群接觸受試物後反應的資料，如職業性接觸和意外事故接觸等。誌願受試者體內的代謝資料對於將動物試驗結果推論到人具有重要意義。在確保安全的條件下，可以考慮按照有關規定進行必要的人體試食試驗。
３動物毒性試驗和體外試驗資料本程序所列的各項動物毒性試驗和體外試驗係統雖然仍有待完善，卻是目前水平下所得到的最重要的資料，也是進行評價的主要依據。在試驗得到陽性結果，而且結果的判定涉及到受試物能否應用於食品時，需要考慮結果的重要性和劑量反應關係。
４動物毒性試驗安全係數由動物毒性試驗結果推論到人時，鑒於動物、人的種屬和個體之間的生物特性差異，一般采用安全係數的方法，以確保對人的安全性。安全係數通常為１００倍，但可根據受試物的理化性質、毒性大小、代謝特點、接觸的人群範圍、食品中的使用量及使用範圍等因素，綜合考慮增大或減小安全係數。
５代謝試驗的資料代謝研究是對化學物質進行毒理學評價的一個重要方麵，因為不同化學物質、劑量大小，在代謝方麵的差別往往對毒性作用影響很大。在毒性試驗中，原則上應盡量使用與人具有相同代謝途徑和模式的動物種係來進行試驗。研究受試物在試驗動物和人體內吸收、分布、排泄和生物轉化方麵的差別，對於將動物試驗結果比較正確地推論到人具有重要意義。
６綜合評價在進行最後評價時，必須在受試物可能對人體健康造成的危害以及其可能的有益作用之間進行權衡。評價的依據不僅是科學試驗資料，而且與當時的科學水平、技術條件以及社會因素有關。因此，隨著時間的推移，很可能結論也不同。隨著情況的不斷改變，科學技術的進步和研究工作的不斷進展，對已通過評價的化學物質需進行重新評價，作出新的結論。
對於已在食品中應用了相當長時間的物質，對接觸人群進行流行病學調查具有重大意義，但往往難以獲得劑量?反應關係方麵的可靠資料，對於新的受試物質，則隻能依靠動物試驗和其他試驗研究資料。然而，即使有了完整和詳盡的動物試驗資料和一部分人類接觸者的流行病學研究資料，由於人類的種族和個體差異，也很難作出能保證每個人都安全的評價。所謂絕對的安全實際上是不存在的。根據上述材料，進行最終評價時，應全麵權衡和考慮實際可能，從而確保發揮該受試物的最大效益，以及對人體健康和環境造成最小危害的前提下所起的作用。
１１４第一篇總論第二節健康危險度評價一、概述（一）發展曆史２０世紀６０年代以後，隨著世界經濟的發展，環境問題也日益突出。最初人們隻注意環境危害出現後的治理研究，然而很多有毒有害物質一旦進入環境，將對人體健康和生態環境造成長期嚴重的危害，要徹底治理將花費大量的人力和物力，有些甚至根本無法治理，一些工業發達國家為此付出了沉重的代價。７０年代以後，環境保護的研究重點轉移到汙染物進入環境之前的風險管理，環境風險評價這一新興領域應運而生。環境風險評價是對環境汙染引起的人體健康和生態危害的種類及程度的描述過程。環境健康風險評價是把環境汙染與人體健康聯係起來，定量描述汙染對人體健康產生危害的風險，是收集、整理和解釋各種健康相關資料的過程，其目的在於估計特定暴露劑量的有害因子對人體不良影響的概率，以評價人體健康所受到損害的可能性及其程度大小。國際上對健康風險評價的研究始於２０世紀３０年代，此階段采用毒物鑒定法進行急性毒性和風險性較大的健康影響定性分析。５０年代提出了安全係數法，用於估算人群的可接受攝入量。７０～８０年代健康風險評價體係基本形成，美國國家科學院（ＮＡＳ）在１９８３年出版的《聯邦政府的風險評價：管理程序》中將評價步驟概述為：危害識別、劑量反應評估、暴露評價和風險表征。目前，風險評價方法已被法國、荷蘭、日本、中國等許多國家和一些國際組織如經濟發展與合作組織（ＤＥＣＤ）、歐洲經濟共同體（ＥＥＣ）等所采用。
我國的風險評價研究起步於２０世紀８０年代，開始主要以介紹和應用國外的研究成果為主。雖然我國還沒有建立一套完整的風險評價指南和技術性文件，但近年來，我國利用風險概念和分析方法對環境健康風險進行評價的應用研究取得了較大進展。
健康風險評價是環境風險評價的重要組成部分，對環境保護、輕化工產品、農藥、醫學管理、食品監督及職業安全等有著極重要的意義。據統計，目前常用的化學物質約１０００多種，因此控製化學品的汙染，保障人類的健康已成為十分迫切的問題，健康風險評價是有效控製化學品風險的技術依據。首先，化學品的數量巨大，既不可能同時進行管理，也不可能對所有化學品逐一進行風險評價，而需要按其潛在的和實際危害的大小排列化學品管理的優先順序；其次，為了有效地管理化學品，就需選擇既能維護健康，又能為財力所能承受，也不會對社會和環境產生嚴重影響，技術上可行的控製措施，也就是需進行風險控製的損益分析，此外，為了使化學品的各項控製措施得以實施，就需由管理部門建立一係列法規。建立法規，就必須要有一個尺度的問題。這些問題的解決都需要以化學品的健康風險評價所提供的科學依據為基礎。
（二）基本概念１危險度（ｒｉｓｋ）又稱危險或危險性，指在特定條件下，因接觸某種水平的化學毒物而造成機體損傷、發生疾病甚至死亡的預期概率。需要指出的是，化學毒物引起中毒危險度的大小與其毒性的第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１１５大小並非同一概念，要注意二者的區別。有些物質的毒性極大，如肉毒杆菌毒素，極少量即可致死，但實際上人們接觸它的機會很少，故罕見中毒者。而乙醇的毒性雖然較小，卻有不少中毒病例。因此，一種化學毒物引起中毒危險度的大小不僅取決於它本身的化學結構和理化性質，還取決於人們與它接觸的可能性、接觸劑量、吸收量、吸收速率與頻率等多方麵因素。
２可接受的危險度（ａｃｃｅｐｔａｂｌｅｒｉｓｋ）與實際安全劑量（ｖｉｒｔｕａｌｓａｆｅｄｏｓｅ，ＶＳＤ）化學物質在一定條件下都可以成為毒物，隻要接觸就存在中毒的可能性。理論上，隻要接觸劑量低於特定物質的閾值即沒有危險。但實際上，在多種因素幹擾下，某些化學毒物的閾值難以精確確定，或是雖然能夠確定，但因為經濟上的原因無法限製到絕對無危險的水平。尤其是致突變物和致癌物在零以上劑量均有引起損害的可能性，故要求絕對安全是不可能的。由此提出了可接受的危險度的概念。可接受的危險度是指公眾和社會在精神、心理等各方麵均能承受的危險度。
３健康危險度評價（ｈｅａｌｔｈｂａｓｅｄｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ）又稱健康風險評價（ｈｅａｌｔｈｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ，ＨＲＡ），指對有毒有害物質危害人體健康程度進行概率估計，並提出減小風險的方案和對策。健康風險評價是一門跨學科的科學，可以正確評價化學汙染物對人類健康的綜合影響，區別問題的輕重緩急，提高化學品管理的總體效應。美國國家科學委員會在２０世紀８０年代提出了科學研究危險度評價危險度管理之間的相互關係（圖６１），並在１９９４年作了補充修改和肯定。這一框架已為國際學者和國際研究機構廣泛接受。
圖６１美國國家科學院風險評價／管理框架二、健康危險度評價基本程序國際上的環境健康評價模式大多以美國國家科學院（ＮＡＳ）提出的四步法為範式，其他國家如加拿大、英國等提出的一些其他健康風險評價模式與四步法基本相似。
１１６第一篇總論（一）危害鑒別（Ｈａｚａｒｄｉｄｅｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎ）化學物質的危害識別主要通過收集和評估該物質的毒理學和流行病學資料，確定其是否對人群健康造成損害。危害鑒別是健康危險度評價中第一步驟，它要回答是否有證據表明化學物質會對暴露人群的健康產生危害。對現存化學物質，主要是評審該化學物質的現有毒理學和流行病學資料，確定其是否對生態環境和人體健康造成損害。對危害未明的新化學物質來說，更需要從頭累積較完整而可靠的資料。一般來講，在方法學上常用病例收集、結構毒理學、短期簡易測試係統（如Ａｍｅｓ試驗、微核）、長期動物實驗以及流行病學調查等方法去進行。程序上則可先進行篩選性研究（如急性毒性測定），繼而作預測性測試（包括慢性試驗，“三致”試驗和致敏作用測試等），進而進行確定性測試（包括現場研究或微觀研究等），以及最後監測性研究（以確保在實際條件下的安全性）。此外，作鑒定時，還要根據各種法令與管理規則的不同要求而選用不同的側重點，如在控製飲用水和空氣汙染時，宜側重神經毒作用，例如對己二醇實施管理時，主要基於小劑量接觸能引起致畸效應，而不是基於大劑量誤服後能導致腎損害。從環境保護角度，常需要考慮對自然生態係統能否引起或已引起了哪些改變，甚至是破壞等。實際上，這階段工作是風險度的定性評定。
（二）劑量反應分析（Ｄｏｓｅｒｅｓｐｏｎｓｅａｎａｌｙｓｉｓ）指在一定汙染物暴露水平下，暴露人群中不良健康效應發生率與暴露水平關係的定量估算過程。它主要研究的是有害效應與劑量之間的定量關係，劑量反應評價是進行風險評定的定量依據，也是環境健康危險度評價的關鍵步驟。劑量反應關係評價是通過人群研究或動物試驗的資料，得出確定適合於人群的劑量反應曲線，並由此計算出評估危險人群在某種暴露劑量下的危險度的基準值。
顯然直接從流行病學調查中得到的化學物質的劑量反應關係是最可靠最有說服力的資料，但在多數情況下，很難得到完整的與效應相對應的人群暴露資料，特別是對一些低劑量、長暴露、範圍廣、接觸人群十分複雜的一些化學物質更是如此，故動物試驗就成為劑量反應關係評定的主要手段，從動物試驗得到劑量反應關係之後，利用一定的模式外推到人群，得出近似的人群劑量反應關係。估算模型的建立、選擇、使用及對其可信度的分析，是目前風險評價領域麵臨的重要問題，這一問題的研究和解決會直接推動風險評價的發展。
對於有閾值化學物質如非致癌和非致突變物的劑量反應關係評定，ＮＯＡＥＬ是常使用的一個參考點，通常采用人類終生每日攝入該外來化學物而不引起任何可見損害作用的劑量（ＡＤＩ）作為指標；對無閾值化學物質如遺傳毒性致癌物的劑量反應關係評價，基本上還是采用毒理學傳統的劑量反應關係外推模型。也就是從動物向人外推時，采用體重、體表麵積外推法或采用安全係數法。從高劑量向低劑量外推時，可選用的模型有Ｐｒｏｂｉｔ模型、Ｌｏｇｉｔ模型、Ｗｅｉｂｕｌｌ模型、Ｏｈｅｈｉｔ模型、Ｍｕｌｔｉ—ｈｉｔ模型、Ｍｕｌｂｉｓｔａｇｅ模型等。這些模型都還不成熟，在進行致癌劑量外推時的適應範圍及適應程度還在被比較和研究中。目前Ｍｕｌｂｉｓｔａｇｅ模型即多階段模型在管理部門，特別是美國環保局（ＥＰＡ）使用得較多。
（三）暴露評價（Ｅｘｐｏｓｕｒｅａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ）作為危險度評價的一個主要步驟，暴露評價起著至關重要的作用。它不僅要給出個體或群體暴露於某種有害因素的準確估計值，而且要提供暴露的特征如暴露的時間、方式和頻度等，以用於危險度表征的分析。近年來暴露評價取得了顯著的進展，對不同介質（大氣、水第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１１７體和土壤）中多化學物的測定已有許多報道，也有一些探討暴露途徑和暴露方式的研究，如氣體的擴散和地麵水的流體模型。近年來在暴露因素鑒定、數學模型模擬和劑量重建方法等方麵的進展使得暴露評價的科學性有了極大的提高。一些隨機性分析方法和統計學模型的引入對暴露評價甚至整個危險度評價產生了革命性的影響。
１直接測定進行評定個體采樣是測量一定時間內個人身體接觸汙染物平均濃度的方法，例如在空氣汙染物的測定方麵，個體采樣器的使用使得呼吸帶的２４ｈ空氣監測成為可能。但是此種方法受采樣器材、樣本數量的限製性較大，使用隨機抽樣監測不確定性也較大，我國並未廣泛使用。
環境介質中汙染物的含量並不能反映暴露個體的生理活動情況和暴露特征，如暴露途徑和時間，因此在用於危險度評價時會產生很大的不確定性。例如，地理條件和氣象條件都會影響汙染物的擴散程度，通常情況下，大氣汙染物從汙染源排出後，並非呈線性地下降，而是在開始的數千米急劇地降落，然後再緩慢地沉降到地麵。對於低濃度的環境汙染物，很難將其與特定的疾病或健康危害相聯係，除非該汙染物有特異的生物學損害效應或者有很高的暴露濃度。因此，生物監測和暴露的流行病學調查就顯得十分重要。生物監測是直接測定外源性化學物在生物介質中的含量，即內劑量或吸收劑量。這些生物介質包括血液、尿液、汗液、呼出氣和組織如毛發等。測定的結果可作為暴露的生物學標誌，反映化學物通過各種生理屏障被吸收進入體內的情況。然而，由於化學物或其代謝產物在體內的半衰期較短，許多生物學標誌僅僅隻能表示近期的暴露，無法反映長期累積的或慢性的暴露。在這一方麵，化學物在體內的代謝動力學是關鍵的影響因素。
以前的暴露評價隻針對直接的暴露，近來也開始注意到間接的暴露。可通過間接法對汙染物濃度的監測、對不同人口學特征人群在不同環境介質中的暴露時間和頻率進行調查、統計，估算人群的實際暴露濃度，以評估健康風險。
２數學模式進行估算確定人群對某一化學物質的暴露水平，可以通過直接測定進行評定，但多數情況下，是根據汙染物的排放量、排放濃度以及汙染物的遷移轉化規律方麵的參數，采用一定的數學模式進行估算。不過在選擇模式時，要十分謹慎，如果模式選擇不當，可導致結果誤差很大。數學模式最好是根據自己所獲得的各種參數，用一定的數學方法自行建立，但要求數據必須準確、可靠、具有代表性，並要求數據較為完整。被評物質在環境介質中的濃度數據一般可通過監測獲取。但評價地域廣，環境條件較為複雜的情況下，往往是利用汙染源及某些監測點的數據，通過內插或外推方法或采用各種遷移、轉化、擴散（動態）模型估算出這一區域內的汙染物在環境介質中一定期間的平均濃度及一定區域內的濃度空間分布圖，來描述環境中汙染物的量，在可以選到適宜指標的情況下，往往可以測定人的體液及組織中的化學物質或代謝產物濃度來估算汙染物的接觸量。根據環境介質中汙染物的濃度及其空間分布情況，人的活動參數，從空氣、水、食品中的攝入參數、生物檢測數據等，用適當的模型，可以估算出不同人群、不同時期汙染物的總接觸量，在致癌風險評價中常用人的終生暴露量。
３回顧性暴露評價一般認為，基於個體暴露測量得到的資料是最可靠的暴露評價依據，然而由於各種原１１８第一篇總論因，實際的暴露評價多依賴於非直接的方法，即模型估計。在進行暴露評價時，常常遇到的困難是無法獲得既往的暴露資料，因此隻能采用回顧性方法進行估算。兩種常用的回顧性方法是模擬研究和劑量重建分析。前者是對以前的活動或技術進行模擬測定，後者是整合這些以及其他的資料作出暴露劑量估計。
４高新技術的應用近年來隨著地理信息係統（ＧＩＳ）和地理統計技術的發展，可以用監測地區的數據預測非監測地區的汙染物濃度。例如，利用監測地區８０個點的ＮＯ２和ＳＯ２監測數據，對該地區的交通狀況（道路網絡、道路類型、交通流量）和地麵狀況（覆蓋情況、使用情況、地理緯度）建立回歸模型，用於預測臨近或其他地區的環境汙染程度。另一方麵，全球定位係統（ＧＰＳ）的普及應用使得對個體暴露的估計更加精確。利用手機攜帶的ＧＰＳ功能，可以記錄個體每天室內外的活動位置和距離，將數據導入到空氣擴散模型，便可計算出每天不同時段的汙染物暴露量。此外，衛星遙感測量技術也已被用於地麵ＮＯ２等汙染物的監測。
（四）風險描述（Ｒｉｓｋｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ）風險描述就是利用前麵三個階段所獲取的數據，估算不同接觸條件下，可能產生的健康危害的強度或某種健康效應的發生概率的過程。最終以正規的文件形式提供給危險管理人員，作為他們進行管理決策的依據。也就是風險度評定主要包括兩方麵的內容：一是對有害因子的風險大小做出定量估算與表達；二是評定結果的解釋及評價過程的討論，特別是對評價過程中各個環節的不確定性分析。這對整個風險評價過程都有至關重要的意義。
根據風險度的定義，在具體評估時，首先從要解決的問題出發，將接觸水平的數據，代入有關劑量反應關係的某種模型中，即可求得一般人群和（或）特殊亞群所可能出現的反應概率，這一預期概率，也就是該化學物質對人群造成的風險度。風險度通常是按個人終生為單位進行計算的，即可接受的終生工作時間風險度，以一年內出現的某種不良作用的概率來表示。如人吸煙１０支／天，風險度為１／４００，即此人一年內的死亡概率為１／４００（２．５‰）。根據劑量反應評估及接觸評估結果，可以估算出某種有害因子的風險。
通常用一定期間內有可能受有害因子影響的個體與接觸於某有害因子的個體總數之預期比例來表示。
從風險評價的整個過程不難看出，評價中雖然進行一些現場監測，流行病學調查和動物實驗，但大部分數據還是從國際上認可的數據庫中收集獲取的，而且在風險估算中，不論利用現場資料還是收集的資料，都需要采用大量假設及數學模型。這些因素都會不同程度地影響到評價結果對實際風險的真實反映，即造成了評價結果的不確定性。在風險評價領域中，造成評價結果不確定性的因素本身也被認為是不確定性。顯而易見，在報告評價結果的同時，對每一個環節可能會帶來的偏差，也就是對每個環節的不確定性都要進行認真分析，謹慎對待，實事求是地加以說明，以便使管理部門掌握評價結果的可靠程度，從而根據實際情況進行必要的決策，這對於風險評價結果的正確運用是十分重要的。
三、我國環境健康風險評價的發展趨勢相對於生態風險評價，人體健康風險評價的方法已基本定型，我國環境健康風險評價研第六章環境化學物的安全性和健康危險度評價１１９究主要有以下發展趨勢：（１）由單一汙染物的風險進一步考慮複合汙染的健康風險，由單環境介質行為向多介質作用過程的方向發展。近年來國際上已經有研究致力於不同環境介質中兩種以上複合汙染物的拮抗、協同和加和等作用，但對於其對應的劑量效應關係或毒理學效應的研究仍然薄弱。
（２）人體環境汙染的暴露途徑多樣，生物放大效應較複雜，而目前我國的環境健康風險評價研究尚未見考慮食物鏈生物放大作用。
（３）化合物總是以不同的形態存在於環境中，國際上已有諸多報道發現並不是化合物的所有形態都會對生物體產生影響或危害，在對其健康風險評估時應考慮汙染物不同形態對人體健康的影響。
（４）將健康風險評價的範圍擴大到生物層麵，提出行為生態毒理學的概念，並對多種生物的不同條件（包括自然條件變化和人為影響等）下的生活習性及行為變化進行研究，國外有科學家通過代謝組學的方法對生態環境中一些脅迫因素（溫度、饑餓等）對生物體的影響開展了一係列研究，但我國關於此類研究工作的報道較為鮮見。
（５）目前國際上進行環境健康風險的評價多是對有毒有害化學物的研究，今後應深入考慮非化學因子汙染對生物健康效應的影響。
（６）深入開展風險評價不確定性的研究，製定適合的最大可接受風險標準。不確定性的定量化處理是風險評價必須解決的關鍵技術問題，也是今後健康風險評價的主要研究方向之一。
（７）環境健康風險評價與生態風險評價的統一。在健康風險評價中，靶器官的暴露濃度和毒性作用是其評價的基礎，將造成生物健康效應的暴露劑量與靶器官暴露濃度聯係起來，可為生態風險評價提供基礎數據，也是目前國際上環境健康風險評價研究中的重要發展方向之一。
（８）由於健康風險評價的曆史較短，在目前的研究中，暴露數據和毒理學數據十分有限，應深入開展這方麵的研究工作，建立適合實際情況的數據庫和健康風險評價模型。
１解釋（１）安全性；（２）毒理學安全性評價；（３）危險度；（４）可接受的危險度；（５）健康危險度評價２對一種化學物質進行毒理學評價時，為什麼要采取分階段進行的原則？
３化學物質在進行安全性評價時需要注意哪些問題？
４我國《農藥安全性毒理學評價程序》分哪幾個階段，包括哪些試驗內容，結果如何進行評價？
５在考慮化學物安全性評價結論時，如何充分權衡利弊，對受試化學物的取舍或是否同意使用，作出合理的評價？
６敘述健康風險評價程序有哪幾個步驟，如何正確分析對待環境健康風險評價中不確定性，使風險評價結果增加可靠性使之能正確運用？
７敘述我國環境健康風險評價的發展趨勢。
１２０第一篇總論參考文獻［１］ＳｔｅｉｎｅｍａｎｎＡ．Ｒｅｔｈｉｎｋｉｎｇｈｕｍａｎｈｅａｌｔｈｉｍｐａｃｔａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＩｍｐａｃｔＡｓｓｅｓｓｍｅｎｔＲｅｖｉｅｗ，２０００，２０：６２７６４５．［２］ＲｏｌｆＦＨ．ＯｕｔｌｉｎｅｏｎｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔｐｒｏｇｒａｍｍｅｏｆｅｘｉｓｔｉｎｇｓｕｂｓｔａｎｃｅｓｉｎｔｈｅＥｕｒｏｐｅａｎＵｎｉｏｎ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＴｏｘｉｃｏｌｏｇｙａｎｄＰｈａｒｍａｃｏｌｏｇｙ，１９９６，２：９３９６．［３］孔誌明主編．環境毒理學（第五版）．南京：南京大學出版社，２０１２．［４］農藥登記毒理學試驗方法（ＧＢ１５６７０—１９９５）．國家技術監督局，１９９６．［５］食品安全性毒理學評價程序和方法（ＧＢ１５１９３．１—１９９４）．衛生部，１９９６．［６］蔡春光，鄭曉瑛，陳功．環境健康危險度評價，環境汙染對健康的影響．“環境汙染與健康”國際研討會論文集，２００５：２２８～２３１．［７］楊彥，陸曉鬆，李定龍．我國環境健康風險評價研究進展［Ｊ］．環境與健康雜誌，２０１４，３１（４）：３５７～３６２．［８］田裘學．健康風險評價的基本內容與方法［Ｊ］．甘肅環境研究與監測，１９９７，１０（４）：３２～３６．［９］童建．健康危險度的暴露評價進展［Ｊ］．毒理學雜誌，２００７，２１（５）：３５３～３５５．［１０］梁慶香．健康風險評價國內外研究進展［Ｊ］．中外健康文摘，２０１１，８（３１）：３２７～３２８．第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用第七章常見化學致癌物的環境毒理學殾櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐櫐櫐提要與學習指導本章主要介紹了環境中較為常見的化學致癌物，對它們的代謝轉化以櫐櫐及致癌機理作了較詳盡的闡述，並對它們的汙染來源進行了敘述。學習本章時應注意結櫐櫐殾合前麵生物轉化及毒作用機理等有關章節，深入理解各種致癌物的致癌機理。櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐根據世界衛生組織（ＷＨＯ）發布的資料，人類癌症發病率中９０％與環境因素有關，其中最主要的又與化學因素有關。人類環境中大量化學物質的存在和不斷增加以及化學物質與人類癌症的密切關係，不能不引起世界各國的普遍關心和重視。在人類環境中，接觸化學致癌物或可疑致癌物的種類和機會是很多的，其主要來源除工業“三廢”汙染環境外，還有濫用農藥、化肥和某些藥物以及食物中使用的各種化學添加劑等。下麵就常見化學致癌物的環境毒理學進行討論。
第一節多環芳烴類多環芳烴類（ｐｏｌｙｃｙｃｌｉｃａｒｏｍａｔｉｃｈｙｄｒｏｃａｒｂｏｎｓ，ＰＡＨ）是最早被認識的一類化學致癌物。ＰＡＨ是指二個以上的六碳苯環稠合在一起的一係列芳烴及其衍生物。目前已經發現的致癌性多環芳烴及其致癌性衍生物的數目已超過４００種，這些多環芳烴，按其化學結構特點可以分為三類：苯環類；笏、熒蒽及膽蒽類；雜環類。
一、多環芳烴的來源環境中的多環芳烴主要來源於植物和微生物的內源性合成以及火山活動和一些礦物的成分，它們構成了多環芳烴的天然本底。人類大規模的生產活動，特別是礦物燃料的燃燒產生的多環芳烴散布到環境中構成環境汙染。多環芳烴的人為汙染主要有以下來源：（１）家庭及生活爐灶、工業鍋爐等產生的煙灰，約占５１％。
（２）各種產生和使用焦油的工業過程，如煉焦、石油熱裂、煤焦油提煉、柏油鋪路等，占２０％。
（３）各種人為原因的露天焚燒和失火、抽煙等，約占２７％。
（４）各種機車車輛及內燃機排出的廢氣，約占０．９％。
１２２第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用前三種是造成人類環境中多環芳烴嚴重汙染的主要原因；第四種，雖然隻占總汙染量的１％左右，但在某些局部地區，如交通擁擠的幹線，可能是最主要的汙染來源。
二、多環芳烴的致癌作用如前所述，多環芳烴類物質在環境中廣泛存在，並由於致癌力強，所以在２０世紀５０年代以前就受到人們的廣泛注意和研究，至今仍是環境科學中的熱門。現將多環芳烴類結構與致癌活性理論以及致癌機理簡述如下：（一）結構與致癌活性１Ｋ區理論主要認為多環芳烴類物質可能有兩個反應中心，一個相當於菲的９，１０碳原子之間，苯並〔ａ〕蒽的５，６碳原子之間，稱為Ｋ區；另一個相當於蒽的９，１０碳原子之間，苯並〔ａ〕蒽的７，１２碳原子之間，稱為Ｌ區（圖７１）。化學致癌物在機體內的反應多發生在Ｋ區和Ｌ區。
圖７１多環芳烴類的Ｋ區和Ｌ區Ｋ區是發生致癌反應的關鍵區域，而Ｌ區是對致癌反應起拮抗作用的區域。凡是有致癌作用的多環芳烴化合物一般必須有比較活潑的Ｋ區。但是否具有Ｌ區，則有兩種可能：有些具有Ｌ區，有些缺乏。如果一種多環芳烴化合物具有致癌作用，而且除具有活潑的Ｋ區外，同時又具有一個Ｌ區，則這一Ｌ區必須不太活潑，如此在接觸機體後，不甚活潑的Ｌ區對Ｋ區具有保護意義，使多環芳烴不致在尚未接觸靶組織之前其Ｋ區已經發生反應，或被代謝失去活性，而有足夠的機會與靶組織或細胞發生反應，並有可能誘發腫瘤。如果Ｌ區過於活潑，則情況相反，在多環芳烴接觸靶組織之前已發生反應，則不再具有致癌性。另外有些明顯的致癌作用的多環芳烴化合物，其Ｋ區活潑程度雖不太高，但不具有Ｌ區，所以致癌，也足以說明上述情況。以苯並〔ａ〕蒽為例，其Ｋ區有一定的活性程度，但其Ｌ區亦較活潑，所以苯並〔ａ〕蒽並不致癌；如苯並〔ａ〕蒽７和１２位被甲基代入，則Ｌ區活潑程度降低，因此Ｋ區有可能接觸靶細胞，並呈現明顯致癌作用。
２灣區理論根據對多環芳烴類，特別是對苯並〔ａ〕芘代謝過程的深入研究，發現苯並〔ａ〕芘代謝過程中形成一種環氧化物，即二氫二醇環氧苯並〔ａ〕芘。在這一化合物中，以其飽和的苯環為一側，並以與飽和苯環相對的另一苯環為一側，就構成一個形如海灣的灣區。由於此種環氧化物代謝物是唯一確證的苯並〔ａ〕芘代謝物，而且是具有致癌作用的終致癌物；同時此種環氧化物形成的部位多在灣區，因此認為灣區內形成的多環芳烴環氧化物是與生物大分子共價結合的重要中間體。因而提出了灣區理論，其主要論點是：（１）灣區的角環在代謝活化過程中，對致癌反應起著關鍵性作用，其最終致癌形式為灣第七章常見化學致癌物的環境毒理學１２３區環氧化合物。
（２）灣區正碳離子穩定性愈高，致癌性愈強。
３雙區理論近年來，我國學者戴乾圓在總結分析致癌機理的“Ｋ區理論”和“灣區理論”後，用計算機證明，多環芳烴分子顯示致癌活性的必要和充分條件是分子中存在兩個親電活性區域，提出了“多環芳烴致癌性能的定量分子軌道模型———雙區理論”，總結出一個多環芳烴致癌活性的定量公式：３－３ｌｇＫ＝４．７５１ΔＥ１ΔＥ２－０．０５１２ｎΔＥ２（活化項）（脫毒項）式中：ΔＥ１、ΔＥ２分別為兩個活性區相應親電碳陽離子的離域能（β單位）；ｎ為脫毒數的總數。
他應用這個關係式對將近５０個多環芳烴的母體進行的計算表明：除個別有一級偏差外，絕大部分的計算結果都與生物實驗結果相一致。戴氏通過分析表明，多環芳烴的兩個親電碳原子（親電活性中心）的最優致癌距離接近２．８０，這與脫氧核糖核酸（ＤＮＡ）雙螺旋間負性中心的距離接近。因此，他認為多環芳烴在體內致癌的關鍵步驟應是ＤＮＡ互補堿基對間的橫向交聯。
結構與致癌活性理論的研究與探討，對於闡明致癌機製、預見致癌物和指導藥物合成均有重要意義。
（二）多環芳烴類物質的致癌機理多環芳烴類物質並非直接致癌物，必須經細胞微粒體中的混合功能氧化酶活化後才具有致癌性。現以研究最多的苯並〔ａ〕芘（Ｂ［ａ］ｐ）為例說明之（圖７２）。
圖７２苯並〔ａ〕芘可能的致癌機理（引自朱世能，１９８６）苯並〔ａ〕芘（前致癌物）是一種強化學致癌物，可經空氣、水、食物及皮膚等途徑進入人１２４第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用體。進入體內後，除少部分以原形態隨糞尿排出外，一部分經肝、肺細胞微粒體中混合功能氧化酶激活而轉化為數十種代謝產物，其中轉化為羥基化合物或醌類者，則是一種解毒反應；轉化為環氧化物者，特別是轉化成７，８環氧化物，則是一種活化反應。７，８環氧化物再經環氧化物水化酶的作用而生成７，８二羥基化合物，接著發生第二次環氧化而形成７，８二氫二醇９，１０環氧化物，這就是近致癌物。以上的反應過程屬於代謝活化。９，１０位的氧環接著被打開，在苯並〔ａ〕芘分子的１０位碳原子上形成親電的陽離子，這就是苯並〔ａ〕芘的終致癌物。它可以與ＤＮＡ等生物大分子發生共價結合，造成ＤＮＡ損傷，如果ＤＮＡ不能修複或修而不複，細胞就可能發生癌變。
三、多環芳烴在環境中的遷移轉化行為及降解作用（一）多環芳烴在環境中的遷移轉化環境中的多環芳烴處於不斷的運動中，生成、降解或遷移、轉化，並通過各種途徑進入人體，它們在環境中的循環可以圖７３表示。
圖７３多環芳烴在環境中的循環（引自周明耀，１９９２）碳氫化合物在不同溫度下燃燒時，會產生多種多環芳烴，這些物質發散到大氣中後，很快就會被冷凝，並易於被具有高度吸附性能的細小塵粒吸附。例如，大氣飄塵中苯並〔ａ〕芘３的含量一般可達（３．０～４００）μｇ／１００ｍ。飄塵粒子不僅影響多環芳烴在大氣中的分布狀況、駐留時間、遷移規律等，而且粒子的種類、粒徑和密度等會對人群吸入後導致的健康損害產生重要影響。
從大氣中沉降到河流、湖泊、海洋裏的多環芳烴是水體中多環芳烴重要來源之—。另一些則來源於工業排放的廢水，如焦化和煉油廢水等。水體的多環芳烴可能呈三種狀態：吸附於懸浮性固體上；溶解於水或呈乳化狀態；吸附於懸浮性固體上的多環芳烴還可隨懸浮性固體下沉至水底，因而河流底質中也有一定量的多環芳烴。
第七章常見化學致癌物的環境毒理學１２５大氣中的多環芳烴沉降到土地上也造成土壤的汙染，某些汙水灌溉也會增加土壤中多環芳烴的含量。
綠色植物在生長過程中，能不斷地從大氣、水和土壤中吸收並富集苯並〔ａ〕芘，如在一些穀物、油料植物和蔬菜中均含有一定量的苯並〔ａ〕芘。某些食物加工過程中，亦可產生苯並〔ａ〕芘。
（二）多環芳烴在環境中的降解環境中多環芳烴可通過降解而淨化，一般有兩種方式：光氧化作用和生物還原作用。
大氣中的多環芳烴主要由光氧化作用降解，如苯並〔ａ〕芘受日光紫外線照射和空氣中臭氧及其他氧化作用，形成１，６醌苯並芘、３，６醌苯並芘和６，１２醌苯並芘。
此外，水生生物也進行某些生物降解作用。苯並〔ａ〕芘在天然水體中的降解受水的深度、陽光輻射的強度及光的波長、溫度和溶解氧等條件的影響。
土壤中的苯並〔ａ〕芘能被微生物分解，翻耕土地為微生物的活動提供更有利條件。經一年以後，土壤中的苯並〔ａ〕芘可被微生物降解８０％～９０％。
第二節芳香胺類化合物芳香胺類化合物（ａｒｏｍａｔｉｃａｍｉｎｅｃｏｍｐｏｕｎｄ）最早發現於１９世紀中葉的德國。那裏的化學工業開始得較早，早年就在一些人工合成染料的工廠中，發現有的工人患膀胱癌。後來逐漸明確它與芳香胺有關係。已知有致癌作用的主要芳香胺類有２萘胺、聯苯胺、２酰胺基芴、４氨基聯苯等，它們的化學結構式如圖７４。
圖７４致癌性芳香胺類一、芳香胺類化合物的汙染來源芳香胺類化合物在工業上應用廣泛，從事有關化學工業（如芳香胺染料工業、橡膠工業、電纜電線製造業）的工人，實驗室使用芳香胺的實驗人員，使用“安妥”（１萘基硫尿）１２６第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用的專業滅鼠人員等，如防護不當，均有可能接觸芳香胺；此外，含有氨基酸的化學物質在７００℃以上溫度燃燒時，也有可能產生芳香胺，因此，在焦化、煤氣、瀝青等作業中均有接觸芳香胺的機會；許多食用色素、香精、糖精等都是以芳香胺為原料的產物，其致癌性也應引起注意。
二、芳香胺的致癌作用（一）芳香胺的化學結構與致癌活性（１）氨基位於多環芳烴中相當於萘的２位和聯苯的對位上的化合物，均有較強致癌性。
（２）氨基位於萘的１位或聯苯的間位上的化合物，有弱活性。
（３）芳香環上氨基的對位或鄰位上的氫被甲基、甲氧基、氟或氯取代的化合物，致癌性增強。
（二）芳香胺的致癌機理芳香胺是間接致癌物，先需經過代謝活化，其活化過程如下：（１）氨基中的氮發生羥化，然後經重排形成鄰位羥基化衍生物。
（２）羥化後的活化產物發生酯化，主要是硫酯化。酯化後的產物是水溶性的，此時排到尿液中，儲存於膀胱內，因而膀胱就成了靶器官。
（３）酯化後的活化產物與核酸中的堿基作用，使細胞的ＤＮＡ發生結構與功能的改變。
這樣導致產生最初的癌細胞。以２乙酰氨基芴（２?ａｃｅｔｙｌａｍｉｎｏｆｌｕｏｒｅｎｅ，２?ＡＡＦ）為例，芳香胺的活化過程可用圖７５表示。
圖７５芳香胺致癌過程（引自朱世能，１９８６）第七章常見化學致癌物的環境毒理學１２７如果上述２ＡＡＦ的羥化過程不是發生在Ｎ原子上，即不是通過Ｎ羥基化而形成ＮＡＡＦ，而是發生在其他碳原子上而形成１羥基ＡＡＦ、３羥基ＡＡＦ、５羥基ＡＡＦ、６羥基ＡＡＦ、７羥基ＡＡＦ和８羥基ＡＡＦ，從致癌觀點來看，屬於失活的代謝，失去致癌活性而被排出體外。
ＤＮＡ與２ＡＡＦ的終致癌物結合後，可能喪失其轉錄信使核糖核酸（ｍＲＮＡ）的能力，以致體內缺乏正常的ｍＲＮＡ，使正常情況下對細胞增殖和分化具有調節和控製作用的某些蛋白質合成發生障礙，失去對細胞應有的調控作用，形成細胞癌變的基礎。同時此種突變的ＤＮＡ仍能由親代細胞傳到子代細胞中去，即從癌變的細胞傳到子代細胞中去，使癌變細胞有不斷增殖並形成腫瘤的可能。但如２ＡＡＦ終致癌物未能與ＤＮＡ或蛋白質結合，而與細胞中其他親核基團結合，則不能致癌。
第三節Ｎ亞硝基化合物Ｎ亞硝基化合物（Ｎ?ｎｉｔｒｏｓｏ?ｃｏｍｐｏｕｎｄ）是一類很強的化學致癌物。其化學通式為：Ｒ１ＮＮＯＲ２有兩類不同特征的化合物，即Ｎ亞硝胺和Ｎ亞硝酰胺。Ｎ亞硝胺的Ｒ１及Ｒ２為烷基或芳基；Ｎ亞硝酰胺的Ｒ１為烷基或芳基，Ｒ２為酰胺基，此外，兩類中都有雜環結構化合物。
目前，已知的Ｎ亞硝基化合物有３００餘種，其中經動物試驗證明具有致癌作用的約占９０％。
Ｎ亞硝基化合物是引起人類惡性腫瘤的一類重要的致癌物質，它之所以比其他致癌物質更引人注意，原因在於：（１）這種物質在人類生活環境中的量雖不大，但卻廣泛存在。
（２）易在環境中形成，不僅可在環境中外源性合成，還可在生物體內進行內源性合成。
（３）對從水生動物到人類的大多數動物都有致癌性，亦具有明顯的致突變性和致畸性。
（４）能誘發多種器官的腫瘤，有些Ｎ亞硝基化合物能通過胎盤影響子代或二代發生腫瘤，並能產生遺傳致畸的作用。
一、Ｎ亞硝基化合物的來源（一）工業生產及應用現代工業上生產及應用Ｎ亞硝基化合物較少，主要用於染料、橡膠、皮革、製藥和電氣工業，有的用作實驗試劑。Ｎ二甲基亞硝胺還可用於合成火箭的動力燃料。在此等生產及應用過程中，Ｎ亞硝基化合物可經“三廢”汙染大氣、土壤及水。
（二）環境中及體內合成Ｎ亞硝基化合物由亞硝酸及胺或酰胺化合形成，化合作用可在環境及人體內進行。
Ｎ亞硝胺的合成反應為：１２８第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用Ｒ１Ｒ１ＮＨ＋ＨＮＯ２幑幐ＮＮＯ＋Ｈ２ＯＲ２Ｒ２Ｎ亞硝酰胺的合成反應為：Ｒ１Ｒ１ＮＨ＋ＨＮＯ２幑幐ＮＮＯ＋Ｈ２ＯＲ２ＣＯＲ２ＣＯ兩類反應的速度與亞硝酸、胺或酰胺的濃度、ｐＨ及接觸時間等有關。
亞硝酸、胺或酰胺及其直接前體物質，如硝酸鹽、氮氧化物、動植物和微生物體內蛋白質代謝的中間產物等廣泛存在於環境中。在大氣、土壤、水體、食物、某些工業產品、藥物、動植物體內均可含有，其中硝酸鹽、氮氧化合物經化學或微生物作用，可形成大量亞硝酸鹽。根據調查研究，已確證多種二級胺及烷基酰胺在外環境中可與亞硝酸合成高濃度的Ｎ亞硝基化合物，而一級胺、三級胺也能在微生物的作用及某些條件下形成二級胺，再發揮作用。
在人和動物的胃中或人的唾液中也發現有Ｎ亞硝基化合物的形成。
（三）環境中的Ｎ亞硝基化合物含量Ｎ亞硝基化合物廣泛分布於自然界中，並以微量的水平存在於空氣、水、土壤、食物、煙草以及其他環境介質中。
二、Ｎ亞硝基化合物的致癌作用動物試驗證明，許多Ｎ亞硝基化合物，無論是對低等動物或高等動物，都能誘發腫瘤，包括魚、蠑螈、青蛙、大鼠、小鼠、貂、兔、豬、狗、猿猴等４０種動物。而誘發腫瘤的部位幾乎可在動物的所有髒器和組織。
（一）化學結構與靶器官Ｎ亞硝基化合物可因化學結構的不同而有不同的靶器官，從而引起不同部位的腫瘤。
Ｎ亞硝基化合物的Ｒ１和Ｒ２對稱時，如二甲基或二乙基亞硝胺，在大鼠體內通常引起肝癌，二丁基亞硝胺引起膀胱癌，二戊基亞硝胺引起肺癌；Ｒ１和Ｒ２不對稱時，尤以其中一個為甲基者，如甲基戊基亞硝胺或甲基苯基亞硝胺，經常引起食管癌；含有環仲胺基的亞硝胺，如亞硝基呱啶、二硝基呱嗪等亦引起食管癌。
各類Ｎ亞硝基化合物誘發腫瘤的靶器官之所以不同，可能是因為在各種不同的器官裏，存在著具有某些特殊活性的酶，這些特殊的酶能夠催化具有特定結構的Ｎ亞硝基化合物的致癌活性。因此，這些Ｎ亞硝基化合物對某些特定的器官具有親和性。
此外，Ｎ亞硝基化合物對器官的親和性也受動物的種類、給藥方式和劑量等的影響。
（二）Ｎ亞硝基化合物的致癌機理Ｎ亞硝基化合物的致癌機理還不十分清楚，研究較多的隻有二甲基亞硝胺等幾種物質。現以二甲基亞硝胺為例說明之（見圖７６）。
二甲基亞硝胺在細胞內首先需要經微粒體混合功能氧化酶的羥化酶催化，通過αＣ羥化，形成α羥基二甲基亞硝胺。由於α羥基亞硝胺不穩定，將通過水解脫去一個烷第七章常見化學致癌物的環境毒理學１２９圖７６Ｎ亞硝基化合物的可能致癌機理（引自周明耀，１９９２）基，形成單烷基亞硝胺。單烷基亞硝胺類亦不穩定，將分解形成羥基重氮甲烷和自由甲基，自由甲基具有親電子性，易與ＤＮＡ的親核基團結合，使細胞中的ＤＮＡ受損傷。輕微的損傷可在短期內修複，嚴重的可引起細胞死亡。但這兩種情況都不會引起細胞的癌變，隻有當受損傷的ＤＮＡ不能修複或修而不複，而且這種細胞仍能長期存在下去時，細胞癌變才會開始。
第四節烷化劑一、概述烷化劑（ａｌｋｙｌａｔｉｎｇａｇｅｎｔｓ）是一類化學性質活潑，能提供烷基使蛋白質和核酸等細胞大分子化合物烷基化的化學物質。烷化劑在體內不需代謝活化即可呈現致癌作用，故屬於直接致癌物（ｄｉｒｅｃｔｃａｒｃｉｎｏｇｅｎ）。
較為重要的烷化劑有氮芥、硫芥、雙氯甲基（或乙基）醚、乙撐亞胺等。它們的化學結構式如圖７７。
１３０第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用Ｃ２Ｈ４ＣｌＣ２Ｈ４ＣｌＯＣＯＳＨ３ＣＮＣ２Ｈ４ＣｌＣ２Ｈ４ＣｌＨ２ＣＣＨ２硫芥氮芥β丙內酯ＣｌＨ２Ｃ－Ｏ－ＯＣＨ２ＣｌＣＨ３－ＳＯ２－ＯＣＨ３ＣＨ２ＣＨ２雙氯甲醚甲基甲烷磺酸酯Ｎ乙撐亞胺圖７７致癌性烷化劑二、致癌機理烷化劑的作用機理研究得較為清楚。在活體組織的生理情況下，烷化劑可形成活性陽離子，即碳正離子（碳钅翁），它是借和烷基結合的基團的強烈電子吸引力而形成。對於大多數烷化劑，碳正離子的產生較為迅速，並且不取決於接受中心。
氮芥和其他類似的烷化劑，反應是根據第一順序反應（親核置換）進行的，因此其限速步驟是起始環化作用生成不穩定的乙亞胺基陽離子並釋放出氯離子，接著張力環開裂生成活性碳正離子：ＣＨ３ＣＨ３ＣＨ３＋ＮＣＨ２ＣＨ２Ｃｌ→ＮＣｌＣＨ２ＣＨ２ＣｌＣＨ２ＣＨ３ＣＨ２（氮芥）（乙亞胺基中間代謝產物）ＣＨ３＋→ＮＣＨ２ＣＨ２→與生物大分子結合ＣｌＣＨ２ＣＨ２（活性碳正離子）酯類化合物，如乙基甲烷磺酸酯，在它們作用時，開始並不需要環化而是很快地生成碳正離子，其反應是根據第二順序反應（通過親核中心介導）進行，其反應速度決定於兩種反應物即碳正離子和接受體之間的關係：Ｏ＋ＣＨ３ＣＨ２ＯＳＣＨ３→ＣＨ３ＣＨ２→與生物大分子結合Ｏ（乙基甲烷磺酸酯）（碳正離子）烷化物具有很強的生物活性，極易使ＤＮＡ分子中的堿基發生烷化作用而形成共價結合的加合物。現已證明，多核苷酸上的全部氧原子和氮原子（除連接戊糖的氮以外），在中性ｐＨ環境中都能被烷化，即都可以受到烷化劑的作用。例如氮芥和硫芥可與鳥嘌呤的Ｎ７部位反應生成單個加合物或交聯加合物，此外，還能與腺嘌呤的Ｎ１部位和胞嘧啶的Ｎ３部位形成加合物。β丙內酯也能和鳥嘌呤的Ｎ７部位和腺嘌呤的Ｎ１部位反應。環氧第七章常見化學致癌物的環境毒理學１３１化物，如環氧乙烷和環氧丙烷，可與ＤＮＡ或ＲＮＡ在鳥嘌呤的Ｎ７部位和腺嘌呤的Ｎ１、Ｎ３部位反應形成羥乙基或羥丙基衍生物。
ＤＮＡ等生物大分子發生烷基化可產生兩種作用：一是堿基配對性質發生改變；二是產生去嘌呤作用，即使嘌呤烷化後同糖的結合鍵斷裂，使它從ＤＮＡ長鏈上脫落下來，造成一個空檔。等到複製時，與空檔相對的地方就可以配上任何一個堿基。上述兩種作用的結果，均能引起突變，使基因的結構和功能發生改變，由此構成癌腫的基礎。
第五節黃曲黴毒素一、概述黃曲黴毒素（ａｆｌａｔｏｘｉｎ）是黃曲黴和寄生曲黴的代謝產物。溫特曲黴也能產生黃曲黴毒素，但產量較少。黃曲黴毒素是一類有相似結構的化合物，都有一個糠酸呋喃結構和一個氧雜萘鄰酮（香豆素）結構。在紫外線下，都發生熒光，根據熒光顏色Ｒｆ值及結構等分別命名為Ｂ１、Ｂ２、Ｇ１、Ｇ２、Ｍ１、Ｍ２等（圖７８）。黃曲黴毒素主要可能出現於受黃曲黴汙染而黴變的食品中，特別是玉米、花生、大米和某些發酵食品。據亞洲、非洲一些國家和我國一些地區肝癌流行病學調查結果表明食品被黃曲黴汙染嚴重和從膳食中攝入量較高，肝癌的發病率也較高。黃曲黴毒素是目前發現的最強的化學致癌物。
圖７８幾種黃曲黴毒素的化學結構二、黃曲黴毒素的致癌作用黃曲黴毒素的致癌性極強。有人將黃曲黴毒素與其他致癌物進行比較試驗，發現黃曲１３２第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用黴毒素Ｂ１對大鼠經口致癌劑量為１０μｇ／ｄ，而二甲基亞硝胺為７５０μｇ／ｄ，奶油黃為９０００μｇ／ｄ，研究可見黃曲黴毒素有很強的致癌作用。黃曲黴毒素能對魚類、禽類、各種試驗動物及家畜誘發實驗性肝癌，特別是目前已對靈長類動物成功地誘發了肝癌，說明它對人類是一種可疑致癌物。黃曲黴毒素除極易導致肝癌外，由於給毒途徑不同，還可引起腎、胃、支氣管、腺體和皮下組織的癌腫。大鼠致癌試驗表明，大劑量數次攝入和小劑量反複攝入均有致癌作用。
黃曲黴毒素Ｂ１分子結構中二呋喃環上具有雙鍵，在此種雙鍵部位形成的２，３環氧黃曲黴毒素，對黃曲黴毒素Ｂ１的致癌作用極為重要。在各種黃曲黴毒素中，二呋喃環上具有雙鍵的黃曲黴毒素Ｂ１、Ｍ１和Ｇ１，容易發生環氧化反應，形成黃曲黴毒素２，３環氧衍生物，其致癌作用較強；而不具有二呋喃環上雙鍵的黃曲黴素Ｂ２、Ｇ２則其致癌作用較弱，一般毒性也較低。
黃曲黴毒素中以黃曲黴毒素Ｂ１致癌作用最強，其致癌機理可能是：由於其末端呋喃環上有一個雙鍵，經肝或其他器官的微粒體酶作用，雙鍵發生環氧化，並導致產生钅翁離子，形成親電子的終致癌物，並在核酸堿基———鳥嘌呤的Ｎ７位上反應，使ＤＮＡ損傷，導致基因的結構和功能發生改變，由此構成癌腫的基礎（圖７９）。
圖７９黃曲黴毒素活化及與堿基作用示意圖（引自朱世能，１９８６）除上述各種致癌物外，其他化學致癌物尚有多種，某些無機化學物，如Ａｓ、Ｃｒ、Ｃｄ、Ｎｉ等與人類癌症有密切關係。不少流行病學調查材料證明，銅冶煉廠接觸Ａｓ的工人和接觸Ｃｄ、第七章常見化學致癌物的環境毒理學１３３Ｎｉ、Ｃｒ等的工人中肺癌患病率比一般工人高。石棉也被證明為致癌物，可引起接觸工人發生肺間皮瘤。接觸氯乙烯工人可患肝血管肉瘤。此外，某些植物中亦存在化學致癌物，如黃樟素（ｓａｆｒｏｌｅ）、蘇鐵苷（ｃｙｃａｓｉｎ）等，這裏不再一一討論。
１常見的化學致癌物有哪些？怎樣理解腫瘤是文明時代的“環境病”？
２試述多環芳烴類物質的致癌機理。
３芳香胺的化學結構與致癌活性有何關係？
４為什麼說Ｎ亞硝基化合物是一類重要的致癌物質？
５烷化劑是怎樣引起基因突變的？
６敘述黃曲黴毒素的汙染來源及致癌機理。
參考文獻［１］ＪａｋｓｚｙｎＰ，ＧｏｎｚａｌｅｚＣＡ．Ｎｉｔｒｏｓａｍｉｎｅａｎｄｒｅｌａｔｅｄｆｏｏｄｉｎｔａｋｅａｎｄｇａｓｔｒｃａｎｄｏｅｓｏｐｈａｇｅａｌｃａｎｃｅｒｒｉｓｋ：ａｓｙｓｔｅｍａｔｉｃｒｅｖｉｅｗｏｆｔｈｅｅｐｉｄｅｍｉｏｌｏｇｉｃａｌｅｖｄｅｎｃｅ．ＷｏｒｌｄＪＧａｓｔｒｏｅｎｔｅｒｏｌ，２００６，１２（２７）：４２９６～４３０３．［２］戴乾圜．化學致癌劑及化學致癌機理的研究．中國科學，１９７９，１０：９６４～９７７．［３］陳洪．環境中的致癌物及其致癌機理．北京輕工業學院學報，１９８３，１（１）：７２～８０．［４］王冰，柯楊．化學致癌劑與癌基因和抑癌基因．腫瘤，１９９５，１５（２）：１０７～１１０．［５］周明耀編．環境有機汙染與致癌物質．成都：四川大學出版社，１９９２．［６］許祿，姚瑜元．亞硝基化合物結構與致癌活性的相關研究．高等學校化學學報，１９９５，１６（９）：１３７１～１３７３．［７］戴乾圓．雙區理論———致癌機理和致癌劑的非經驗定量結構生理效應關係．北京：科學出版社，２０００．［８］尹誌剛，趙德豐．偶氮染料分子致癌機理探討．染料工業，２００１，３８（６）：９～１２．［９］戴乾圜，逯萍，彭少華等．黃曲黴素和Ｎ硝基化合物借誘發ＤＮＡ互補堿對交聯而啟動癌變．自然科學進展，２００３，１３（７）：６９３～６９７．［１０］孔誌明主編．環境毒理學（第五版）．南京：南京大學出版社，２０１２．［１１］孔誌明主編．環境遺傳毒理學．南京：南京大學出版社，２００９．［１２］劉宇紅，於曉英，韓寧．苯並［ａ］芘（ＢａＰ）的毒性作用與致毒機理研究現狀．內蒙古農業大學學報，２００８，２９（１）：１８４～１８８．第八章金屬的環境毒理學殾櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐櫐櫐提要與學習指導：本章重點介紹汞、鎘、鉛、鉻等重金屬的汙染來源，在環境中的遷移轉櫐櫐化，毒作用及其機理。學習本章時應注意：櫐櫐櫐櫐１重點掌握重金屬化學形態與重金屬的遷移轉歸、毒性大小的關係；櫐櫐２重金屬的毒作用及其毒作用機理；櫐櫐殾３了解重金屬的環境標準。櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐金屬元素是地殼岩石中的天然組成成分，因此，自然界的水、土壤和空氣中均含有一定量的各種金屬元素。有的地區由於岩層、土壤或地下水中某種金屬元素含量過高，會對人體產生不良影響，導致在該地區發生地方病。然而對環境造成嚴重金屬元素汙染的主要來源是人類的生產活動。重金屬汙染是指由密度在５以上的金屬或其化合物造成的環境汙染，如采礦、冶煉、使用重金屬的工業生產過程、使用農藥（包括Ｐｂ、Ｈｇ、Ｃｄ、Ａｓ等），以及煤、石油等燃料的燃燒（排放出Ｐｂ、Ｖ、Ｎｉ等金屬）等，各種化學狀態或化學形態存在的重金屬，在進入環境或生態係統後就會存留、積累和遷移，造成危害。如隨廢水排出的重金屬，即使濃度小，也可在藻類和底泥中積累，被魚和貝的體表吸附，通過食物鏈濃縮，從而造成公害。震驚世界的“水俁病”和“痛痛病”就是重金屬汙染引起的公害病。
本章擬在初步介紹金屬環境毒理學基本內容和研究進展的基礎上，扼要介紹Ｈｇ、Ｃｄ、Ｐｂ、Ｃｒ等幾種主要金屬的環境轉歸及其毒性。
第一節汞汞（ｍｅｒｃｕｒｙ）是金屬當中毒性較高的元素之一，廣泛分布於生物圈中。人類利用汞的曆史可追溯到公元前１０００多年，當時人們就曾使用辰砂（ＨｇＳ）作顏料。隨著工業的發展，汞被廣泛應用於氯堿工業、塑料工業、電器工業、油漆工業，以及農藥、造紙和醫療衛生等行業。目前，由於人類活動向大氣、水體和土壤中排放的總汞量，每年已經超過２萬噸。２０世紀５０年代，日本熊本縣水俁灣周圍發生大批慢性甲基汞中毒患者的公害事件（“水俁病”事件）以後，迅速引起了社會對汞汙染乃至整個環境問題的關注。５０多年來，科學工作者對汞進行的環境毒理學研究取得了比其他金屬更多的成果。
環境中存在著元素汞、無機汞化合物和有機汞化合物三種形態的汞，作用各不相同。元素汞（Ｈｇ）俗稱水銀，常溫下呈銀白色液態金屬，熔點－３８．８７℃，沸點３５６．９０℃，密度１３．３５ｇ／ｃｍ３，蒸氣壓０．２７Ｐａ（２５℃），難溶於水，易溶於硝酸、王水，也可溶於類脂質，不易氧化，但易與硫作用生成汞的硫化物。常見的無機汞化合物有硫化汞（ＨｇＳ）、升汞（ＨｇＣｌ２）、甘汞（Ｈｇ２Ｃｌ２）、溴化汞（ＨｇＢｒ２）、硝酸汞［Ｈｇ（ＮＯ３）２］、雷汞［Ｈｇ（ＯＮＣ）２］、砷酸第八章金屬的環境毒理學１３５汞（ＨｇＡｓＯ４）等。有機汞化合物包括多種ＨｇＣ化合物，如甲基汞［（ＣＨ３）２Ｈｇ］、乙基汞［（Ｃ２Ｈ５）２Ｈｇ］、氯化甲基汞（ＣＨ３ＨｇＣｌ）、醋酸苯汞（ＣＨ３ＣＯＯＨｇＣ６Ｈ５）等。許多汞的化合物曾作為農藥使用，現在因其造成的環境汙染問題，多數已被禁用或很少使用，逐步由其他農藥代替。
一、汞的環境轉歸地殼中汞的平均含量為０．００４～０．４ｍｇ／ｋｇ，平均豐度為０．０８ｍｇ／ｋｇ；土壤中為０．０３ｍｇ／ｋｇ；海水為０．０１～０．３０μｇ／Ｌ；江、河、湖泊一般不超過１．０μｇ／Ｌ，但泉水中可達３８０μｇ／Ｌ以上；大氣中為１～１０μｇ／ｍ；在大氣中形成的降水平均含汞３μｇ／Ｌ。地殼中的汞礦物有辰砂（ＨｇＳ，三方晶係）和黑辰砂（ＨｇＳ，等軸晶係）等，全世界從岩石風化出來的汞每年可達５０００噸，分別進入土壤、地麵水和大氣中。人類活動大大促進了汞在環境中的遷移和轉化。煤和石油燃燒，含汞金屬礦物（主要是辰砂）的冶煉，成為大氣中汞的主要來源；各種工業排放的含汞廢水成為水體中汞及其化合物的主要來源；施用含汞農藥和含汞汙泥肥料及汙水灌溉成為土壤中汞的主要來源。土壤中的汞可揮發進入大氣和進入植物體內，並可由降水淋洗進入地麵水和地下水中。地麵水中的汞可部分揮發進入大氣，大部分吸附在水中顆粒物上沉積於底泥。底泥中的無機汞經微生物（如匙形梭菌Ｃｌｏｓｔｒｉｄｉｕｍｃｏｃｈｌｅａｒｉｕｍ等）的作用，在甲基供體（如維生素Ｂ１２等）存在下發生甲基化，轉化為甲基汞。甲基汞經食物鏈的生物濃縮和生物放大作用，可在魚體內濃縮幾萬至幾十萬倍。日本熊本縣水俁灣的魚、貝類體中甲基汞的濃度平均為４ｍｇ／ｋｇ，較水中汞濃縮了１０萬倍以上。一般水體中魚類含汞量為０．０２～０．１８ｍｇ／ｋｇ。植物性食品中含汞量約為０．００５～０．０３５ｍｇ／ｋｇ。一般人群每日約攝入汞０．０２ｍｇ，其中大部分來自食物。大氣中的汞呈蒸氣態，在日光紫外線照射下有可能生成甲基汞；紫外線照射水體中的無機汞時也可轉化為甲基汞。汞在大氣、水體、土壤和生物體之間，通過揮發、溶解、甲基化、沉降、降水衝洗和生物性遷移等作用不斷進行著交換和轉移，元素汞、無機汞化合物和有機汞化合物之間，通過化學反應或生物化學反應也可發生相互間的轉化或降解，其價態分別為零價、一價和二價。
二、汞在體內的代謝（一）吸收汞及其化合物可經呼吸道、消化道和皮膚黏膜等途徑進入體內。不同形態的汞，進入體內的主要途徑不同，其吸收率主要取決於溶解度。
金屬汞蒸氣是非極性物質，具有高度彌散性和脂溶性，它在類脂質和空氣之間的分配係數是２５∶１，而在類脂質和水之間的分配係數又比前者高３倍。因此吸入的汞蒸氣約有７６％～８５％可經呼吸道迅速進入肺泡膜，並幾乎全部透過肺泡膜進入血中的紅細胞和其他細胞內，再隨血流分布到全身。金屬汞在消化道的吸收率不到０．０１％。無機汞化合物經消化道的吸收率均高於金屬汞，一般在５％～１５％。而有機汞卻極易經消化道吸收，例如，至少９５％以上的甲基汞和９０％的苯基汞可在消化道吸收。揮發性較高的烷基汞化合物也可經呼吸道進入體內。皮膚接觸含汞的藥物、化妝品等物質時也可發生吸收作用，但是吸收速度較為緩慢。例如動物塗以２％的ＨｇＣｌ２水溶液時，５ｈ內經皮吸收率為５％。人類經皮膚接觸含汞物質亦有引起中毒的報告。
１３６第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用（二）分布吸收進入體內的汞蒸氣和有機汞在紅細胞的攜帶下，分布到腦、腎、肝、心等髒器和組織中。沉積在肺組織中的一部分汞蒸氣可緩慢排入血液，再播散到身體的其他部位。汞蒸氣和甲基汞在體內極易通過血腦屏障而進入中樞神經係統。無機汞進入體內後，以離子態的形式與血漿蛋白結合，大約７０％～８０％的無機汞逐步以汞結合硫蛋白的形式集中在腎髒皮質的近曲小管細胞內。其餘的無機汞也多以汞結合硫蛋白的形式分布在肝、脾等髒器的組織細胞中。金屬硫蛋白與汞的結合約為１∶１０。
（三）代謝金屬汞進入體內後，主要在紅細胞及肝細胞內被氧化成汞離子。二價汞離子與巰基蛋白或含巰基的半胱氨酸、ＧＳＨ、輔酶Ａ、硫辛酸等低分子化合物及體液中的陰離子結合。體外試驗表明，Ｈｇ２＋可以將動物肝髒細胞金屬硫蛋白上的Ｚｎ和Ｃｄ完全替代下來，產生一種含有８個克原子Ｈｇ２＋的純蛋白質。從大鼠腎細胞核中分離出一種Ｈｇ２＋結合的非組蛋白成分，含有巰基，屬穩定的汞結合蛋白，同時也有另一些很不穩定的低分子結合部分。Ｈｇ２＋的這種結合形態均不易在體內進一步分解。由於苯基和甲氧烷基汞化合物可很快在體內降解成無機汞，它們和無機汞化合物吸收後的代謝過程相似。甲基汞也被代謝成無機汞，但其速度比苯基或甲氧烷基汞化合物慢得多。除二甲基汞以外，各種無機或有機汞在人體的組織細胞中很難轉化成更有毒的甲基汞。體內這種轉變汞的能力主要限於腸道微生物，例如埃希氏大腸杆菌（Ｅｓ?ｃｈｅｒｉｃｈｉａｃｏｌｉ）、產氣腸杆菌（Ｅｎｔｅｒｏｂａｃｔｅｒａｅｒｏｇｅｎｅｓ）、葡萄球菌（Ｓｔａｐｈｙｌｏｃｏｃｃｕｓ）和酵母菌（Ｓａｃｃｈａｒｏｍｙｃｅｓｃｅｒａｖｉｓｉａｅ）以及某些厭氧菌，多能在有維生素Ｂ１２及半胱氨酸時發生甲基化作用，合成甲基汞。體外試驗證實，大腸埃希氏菌還能將ＨｇＣ１２還原成元素Ｈｇ。
（四）排泄３金屬汞蒸氣和無機汞主要經腎髒由尿中排出。吸入０．０５μｇ／ｍ汞蒸氣半年後，尿中汞濃度可達１５０μｇ／Ｌ，其體內的生物半減期為５８ｄ（３５～９０ｄ）；部分無機汞與體內汞基蛋白結合後可隨膽汁從腸道排出；而與體內低分子物質結合的無機汞離子主要經腎髒隨尿液排出。
在腸道內的低分子結合型汞可被再吸收，重新進入血液和組織中去。無機汞鹽的生物半減期平均為４０ｄ。注射等量的汞後，尿中苯基汞的排出量是甲基汞的１０倍多，是無機汞的近１倍。經腎髒排出的汞大部分是與低分子蛋白質（相對分子量１００～３００）結合的複合物，排出濃度與體內血液中汞的含量呈正比。但也有體內髒器或組織中汞含量較高，而血、尿汞不高的情況。進入腦、睾丸、甲狀腺、垂體等處的汞則釋放很慢。通過膽汁排入腸道的甲基汞多經腸道吸收進入腸肝循環。部分有機汞在腸道微生物的分解作用下降解成無機汞，隨糞便排出體外。甲基汞主要通過腸道隨糞便排出，經腎髒的排出量小於總排出量的１０％，在人體的整體生物半減期為７０ｄ左右。除經腎髒和腸道排出大部分汞以外，還可經由呼吸道、汗腺、乳腺、唾液腺、皮脂腺、毛囊和胎盤等處排出少量的汞，排出濃度常與血汞相關。例如，發汞為５０μｇ／ｇ時，血汞約為２００μｇ／Ｌ。
三、汞的毒作用及其機理金屬汞具有高的擴散性和脂溶性，進入血液後，通過血腦屏障進入腦組織，並在腦組織第八章金屬的環境毒理學１３７中氧化成汞離子（Ｈｇ２＋）與腦內蛋白質結合，造成對腦的損害。難溶性的無機汞難以進入人體，而可溶性的無機汞化合物進入體內後，以離子態與金屬硫蛋白結合，容易在腎髒和肝髒中蓄積，並使其成為靶器官。甲基汞可迅速經血流到達腦部，抑製腦中蛋白質的活性和ＡＴＰ的產生，從而引發甲基汞中毒的中樞神經係統症狀。
汞的毒作用的分子基礎主要是汞離子（Ｈｇ２＋）極易與蛋白質上的巰基（ＳＨ）或二巰基（ＳＳ）結合，從而改變蛋白質的結構與活性。另外汞還可與生物大分子的氨基、羧基、羰基、咪唑基、異吡唑基、嘌呤基、嘧啶基和磷酸基等重要基團結合，改變細胞的結構與功能，造成細胞的損傷而影響整個機體。
體內含巰基最多的物質是蛋白質。一些參與體內物質代謝的重要酶類的活性中心是巰基如細胞色素氧化酶、琥珀酸脫氫酶和乳酸脫氫酶等。例如甲基汞經吸收進入血液後，被紅細胞膜上的脂類吸收，進一步侵入紅細胞內與血紅蛋白的巰基實現較為穩定的結合，並隨血流通過血腦屏障，侵入腦組織。甲基汞在腦中與δ氨基γ酮戊酸脫水酶的巰基結合，影響乙酰膽堿的合成；與硫辛酸、泛酰硫氫乙胺和輔酶Ａ的巰基結合，幹擾大腦丙酮酸的代謝；與磷酸甘油變位酶、烯醇化酶、丙酮酸激酶和丙酮酸脫氫酶的巰基結合，抑製腦中的ＡＴＰ合成。另外，汞離子在細胞線粒體內與穀胱甘肽的巰基結合，形成牢固的硫醇鹽，導致其氧化還原功能完全喪失。體內還有許多巰基是構成一些白蛋白和球蛋白的疏水部分，一旦與汞離子結合後，整個蛋白質的分子結構便會顯著扭曲變形。細胞膜上的巰基與汞結合，可引起細胞膜的結構與功能改變，並導致整個細胞的損傷。甲基汞作用於線粒體內膜，並使其氧化磷酸化解偶聯，造成ＡＴＰ含量減少，這可能是抑製細胞蛋白質合成的重要原因。
甲基汞不但與含巰基的蛋白質結合，而且也能與生物大分子中的碳原子形成牢固的Ｃ－Ｈｇ共價鍵，以其分子整體發揮毒作用。實驗研究還證明，甲基汞能夠與腦中的縮醛磷脂相結合，並對縮醛磷脂的加水分解起觸媒作用，生成的溶血磷脂對細胞膜起溶解作用。由於腦中的縮醛磷脂含量非常高，所以這與甲基汞對機體的損害以中樞神經係統最為嚴重有關。
人們發現當汞與蛋白質作用的時候，首先是汞與蛋白質中半胱氨酸殘基的巰基結合。
經電位滴定法確定Ｌ半胱氨酸與Ｈｇ２＋的１∶１絡合物，氨基酸是三配位的。用１ＨＮＭＲ研究ＨｇＣｌ２／Ｌ半胱氨酸絡合物，發現半胱氨酸絡合後ＣＨ２的質子數明顯下移，表明鍵合發生在巰基位置，Ｈｇ２＋與配體摩爾比是１∶１和２∶１。１３Ｃ的ＮＭＲ研究則提出摩爾比從零增至１．２，因為有一個Ｈｇ…ＯＣ作用。還有人提出這一絡合物有低聚結構，相當於ＲＳＨｇＯ２ＣＭｅ（Ｒ代表甲基、丙基、丁基……）。
當汞離子對蛋白質的數量超過有效的巰基，或蛋白質沒有巰基與之結合時，汞離子可與蛋氨酸的Ｎ和Ｏ發生鍵合，與組氨酸的咪唑基中的Ｎ和甘氨酸中的氨基產生配位作用。
甲基汞與蛋氨酸的絡合作用受ｐＨ的影響，當ｐＨ＜２時，其硫醚被鍵合，而羧基和氨基被質＋子化；當ｐＨ升高時，ＣＨ３Ｈｇ則向羧基和氨基方向移動；ｐＨ＞８時，則更易與氨基配位。
汞與嘌呤、嘧啶堿類、核苷、核苷酸和核酸的絡合作用已被深入研究，發現Ｈｇ２＋和＋ＣＨ３Ｈｇ與多核苷酸中的堿基和磷酸可發生鍵合，使多核苷酸的特性黏度、溶解曲線、光譜等發生改變，表明這種鍵合改變了核酸的構象。
硒對汞毒性的抑製作用已經引起人們的注意，並進行了研究。動物試驗結果顯示，每２４ｈ皮下注射一次５μｇ／ｋｇ的ＨｇＣｌ２，其致死作用可被同樣劑量的Ｎａ２ＳｅＯ３所拮抗。死亡的汞礦工人體內甲狀腺、腦垂體、腎髒、小腦和大腦皮質中硒與汞的摩爾比都接近ｌ，提示硒１３８第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用與汞作用的機理可能是在體內形成了一個無活性的化合物。滲析法測定結果顯示，硒與汞的鍵合方式可能為ＳＳｅＨｇ陰離子，或者是ＳＳｅＨｇＨｇＳｅＳ。
鋅對汞的毒性也有明顯的抑製作用，但是其機理與硒的抑製作用不同。在有鋅離子（Ｚｎ２＋）存在時，汞與鋅所誘導的金屬硫蛋白中半胱氨酸的巰基結合，使體內高分子組分中的重要基團得到保護，從而使汞的毒作用減輕。
四、汞的環境標準為控製汞對環境的汙染，世界各國都製訂相應的環境標準。由於各種形態的汞廣泛存在於環境中，並在一定條件下能轉化成毒性更大的甲基汞，而且，任何形態的汞都可能成為汙染物，所以各國均以不同環境中的總汞濃度為依據，製定相應的標準。目前，根據汞中毒事件的流行病學調查結果，推薦人的安全攝汞量為每天３０μｇ，包括由空氣、水和食物各種攝入途徑。考慮到水生生物對汞的生物濃縮係數高達１０４以上，應以保證魚體中累積的汞濃度低於世界衛生組織（ＷＨＯ）推薦的０．５μｇ／ｋｇ，所以，換算成淡水水體的基準值應為０．０５μｇ／Ｌ以下。我國１９７３年修訂地麵水中無機汞化合物的最高容許濃度為１μｇ／Ｌ，與上述基準值比較仍大２０餘倍。目前，日本的標準在世界上最為嚴格，總汞的水質環境標準為０．５μｇ／Ｌ，排放標準為５μｇ／Ｌ；烷基汞均不得檢出。我國長江洞庭湖水係及北江水係總汞濃度值為０．０１～０．０３μｇ／Ｌ，因此可將水中總汞標準定為０．０５μｇ／Ｌ，這個標準對於環境監測也是合適的。
第二節鎘鎘（Ｃａｄｍｉｕｍ）廣泛存在於自然界中，常與鉛、鋅礦共生，地殼平均含鎘量為０．２ｍｇ／ｋｇ。
自從１８１７年冶金學家Ｆ．Ｓｔｒｏｍｙｅｒ在氧化鋅中發現鎘以來，人類對鎘的開采量不斷上升，在１９１０年為５０噸，１９６９年是１７０００噸，１９８０年達到５００００噸，環境中的鎘汙染隨之不斷加劇。１９４４年前後，日本神通川富山縣開始出現鎘汙染所致的公害病———“痛痛病”，截至１９６８年５月共確診患者２５８例，其中死亡１２８例；到１９７２年又死亡７９例。這一公害事件的發生，引起了世界範圍對環境鎘汙染的高度重視。
鎘的外觀呈銀白色，略帶淺藍色光澤，密度８．６５ｇ／ｃｍ３，熔點３２０．９℃，沸點７６７℃，高溫下形成的鎘蒸氣可迅速氧化成紅棕色的氧化鎘煙霧。鎘在自然界中多數以化合態形式存在，常見的鎘化合物除氧化鎘外，還有硫化鎘（ＣｄＳ）、硝酸鎘［Ｃｄ（ＮＯ３）２］和硫酸鎘（ＣｄＳＯ４）等，主要存在於固體顆粒中。
一、環境中的鎘３鎘是自然界相對稀有的金屬元素，空氣中含鎘量一般為０．００２～０．００５μｇ／ｍ，水中一般為０．０１～１０μｇ／Ｌ，土壤中多在０．５μｇ／ｋｇ幹重以下。環境中的鎘可在生物體內富集，通過食物鏈進入人體，引起慢性中毒。在所有食物中一般都能檢出鎘，一般含鎘範圍為０．００４～５ｍｇ／ｋｇ。鎘在環境中循環及其影響因素尚不完全清楚，除地球化學因素及局部人為汙染外，動植物對鎘的濃縮能力及它們在環境中的擴散和分散過程可能是重要途徑之一，有關影響因素也可能基本圍繞這些方麵。
第八章金屬的環境毒理學１３９相當數量的鎘通過人為活動產生的廢水、廢氣和廢渣排放進入環境。汙染來源主要是鉛鋅礦的開采，以及有色金屬冶煉、電鍍、電器、合金、焊接、玻璃陶瓷、油漆顏料、照相材料、光電池、蓄電池、化肥、農藥、塑料、槍械彈藥及軸承等工業生產過程。食用鍍鎘容器盛裝的酸性食物和抽煙也可引起急慢性鎘中毒。空氣鎘汙染最高的地區是工業城市和冶煉車間附３近，濃度可高達０．０６μｇ／ｍ以上。工廠附近土壤中的鎘濃度可達到４０～５０ｍｇ／ｋｇ，汙染範圍有的可達數十平方千米，一般是在地表２０ｃｍ左右的耕作層中，個別汙染嚴重的地區，在深３０～４５ｃｍ的土壤中含鎘量仍在１ｍｇ／ｋｇ以上。在受汙染的土地上種植出的農作物中，含鎘量可達０．５～１．０ｍｇ／ｋｇ。工業含鎘廢水的排放和汙灌造成地麵水、地下水和土壤的汙染，最終通過飲用水和食物及生活用品與人體接觸。受電鍍廢水汙染的地麵水體鎘濃度可達３２００μｇ／Ｌ；日本“痛痛病”病區水體中的鎘濃度高達１００μｇ／Ｌ。環境中的鎘主要以二價離子型Ｃｄ２＋存在，可隨水遷移到土壤、植物和人體當中。由於鎘與碳的鍵合不穩定，因此鎘在環境中難以甲基化。
二、鎘在體內的代謝（一）吸收經口攝入大量的鎘，由於引起胃腸道的強烈反應，人體可出現惡心、嘔吐、腹瀉等症狀。
氯化鎘經胃腸道的吸收很少。經皮下和肌肉注射鎘，吸收也很緩慢。環境中的鎘隨食物進入人體的吸收率為１％～７％；通過呼吸道吸入的吸收率約為３０％。吸煙是人體攝入鎘的重要來源。皮膚對鎘吸收不明顯。
（二）分布鎘一旦被吸收便迅速轉移到血液，其中約有２／３在紅細胞中與血紅蛋白結合。
鎘主要與細胞中的金屬硫蛋白結合而貯存於腎、肝、脾、肺、胰腺、甲狀腺、腎上腺和睾丸及卵巢等組織中。貯留在腎髒中的鎘主要位於腎皮質區，髓質內很少。一般成年人體內有鎘５～４０ｍｇ。
胎盤等身體屏障部位可有效阻止小劑量鎘的通過，新生兒體內含鎘低於０．００１ｍｇ。
鎘在人體內的生物半減期為２０～３０年，具有蓄積於體內的傾向。
（三）排泄經口攝入的鎘大部分隨糞便排出（９０％以上）。吸收後主要經腎髒隨尿排出，少量隨唾液、乳汁等排出。正常人每天排出的尿鎘量一般在２μｇ以下。
三、鎘的毒作用及其機理鎘與含巰基、氨基、羧基的蛋白質分子結合形成的鎘結合蛋白（Ｃｄ?ｂｉｎｄｉｎｇｐｒｏｔｅｉｎ），可導致各種酶活性的抑製，如氨基酸脫羧酶、組氨酸酶、澱粉酶、過氧化氫酶、堿性磷酸酶、穀氨酸草酰乙酸轉氨酶、醇脫氫酶、碳酸酐酶、二肽酶、醛縮酶、脂肪酶、羧肽酶和部分脫氫酶、加氧酶等。特別是抑製產氨酰基氦酞酶，該酶含有的鋅被鎘置換後失去活性，結果使蛋白質的分解和再吸收減少。鎘還可幹擾銅、鈷等必需微量元素在體內的正常生理功能和代謝過程而產生相應的毒作用。
鎘損傷人體腎小管，引起糖尿、蛋白尿和氨基酸尿等症狀，並使尿酸、尿鈣、尿磷和酸性黏１４０第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用多糖的排出量增加。由於尿中鈣、磷和黏蛋白增加，使尿的黏度提高，引起晶體膠體關係改變，致使腎結石的可能性增加。與此同時，腎功能不全又導致維生素Ｄ３活性降低，抑製骨骼生長，造成骨骼疏鬆、萎縮和變形等症狀。鎘在腸道內阻礙鐵的吸收，且體內鎘吸收增加時，尿中排出的鐵也明顯增加，可能是貧血的原因；骨髓內血紅蛋白的合成也受到鎘的抑製。
鎘中毒引起尿蛋白的排出量增加，主要是各種低分子量（２００００～３００００）蛋白，如β２微球蛋白、γ球蛋白、網連蛋白、維生素Ａ結合蛋白、溶菌酶和核糖核酸酶等，導致免疫功能的降低。與此同時，鎘還可以幹擾白蛋白及其他蛋白的合成。鎘對免疫功能的抑製作用，可以降低機體的自身穩定功能，並最終導致腫瘤的發生。
鎘與巰基蛋白的結合，不僅是許多酶活性抑製或滅活的機理，也是鎘在生物體內長期蓄積的主要原因。水稻之所以能選擇性地吸收鎘，主要是鎘能與水稻蛋白質中穀蛋白的巰基結合。除水稻外，煙草也能選擇性地富集鎘，在１ｍｇ／ｋｇ濃度的土壤中生長的煙葉，含鎘可達２０～３０ｍｇ／ｋｇ。吸煙者體內的鎘蓄積量因而高出正常人數倍之多，在肝、腎、肺中的含鎘量可達３０ｍｇ，並且絕大部分鎘在人體內均以鎘硫蛋白ＣｄＭＴ的形式存在。ＣｄＭＴ結合得很牢固，是目前已知的唯一含鎘的蛋白質。ＣｄＭＴ的形成一方麵造成鎘在腎髒中的ＭＴ長期貯存，另一方麵也起到對抗鎘離子急性毒性的作用。鎘可誘導肝髒中ＭＴ的合成，並同時置換ＭＴ中的Ｚｎ。長期接觸低劑量鎘時，肝中大部分鎘與ＭＴ結合。鎘在紅細胞中與血紅蛋白或ＭＴ結合後，不易再通過紅細胞膜，導致紅細胞的含鎘量增高。血漿中的鎘在血清白蛋白、低分子絡合物和水合Ｃｄ２＋之間存在不穩定的平衡；盡管低分子組分的鎘濃度很低，但在高分子蛋白的金屬交換作用和金屬出入細胞的遷移轉運作用中，都是重要組分。ＣｄＭＴ在腎小球過濾後，被腎小管吸收，也可在腎小管細胞內被異化，重新合成ＣｄＭＴ。鎘集中在腎近曲小管細胞內，使其ＭＴ耗竭，並作用於線粒體，使其發生膨脹和變性等變化。鎘抑製賴氨酸氧化酶活性，幹擾骨膠原代謝，妨礙羥脯氨酸氧化，因而尿中脯氨酸和羥脯氨酸排泄量增加。
在細胞中的鎘（Ｃｄ２＋）有一部分直接進入細胞核內，而且很快即可達到最大濃度。核內的鎘離子可以引起ＤＮＡ的結構和功能發生改變。研究還發現，在細胞質中出現鎘硫蛋白時，距離鎘接觸的時間大約在３～１０ｈ之內，此時細胞質中與非特異性蛋白質結合的鎘，以及細胞核中的鎘均同時減少。在此之前，已形成鎘硫蛋白與信息核糖核酸的結合物，可直接幹擾與核結合的ＲＮＡ多聚酶的活性，而且危害會逐步加深。鎘通過與染色體和ＤＮＡ的相互作用，同時起著調節鎘結合蛋白的作用。
近年研究還發現Ｃｄ可能具有抗癌作用。Ｗａａｌｋｅｓ等進行的實驗顯示，長期經口給予小鼠５００ｍｇ／ｋｇ和１０００ｍｇ／ｋｇＣｄ，可以明顯抑製Ｎ亞硝基二乙胺（Ｎ?ｎｉｔｒｏｓｏｄｉｅｔｈｙａｍｉｎｅ，ＮＤＥＡ）誘發的大量肝髒腫瘤和肺部腫瘤；進一步觀察不同時間接觸Ｃｄ的抗癌作用，發現在ＮＤＥＡ作用後３２周後再經口給予１０００ｍｇ／ｋｇＣｄ才能產生明顯的抵抗肝癌的作用，而此時正是腫瘤的增殖旺盛期，腫瘤的數量和大小均受到明顯抑製。改用靜脈注射１８μｍｏｌ／ｋｇ的Ｃｄ也產生明顯的抑製作用，不僅導致腫瘤細胞快速的廣泛性壞死，而且機體正常的生理功能也沒有發現明顯的改變。用免疫組化和生物化學方法測定的結果顯示，ＮＤＥＡ誘導的肝髒和肺部腫瘤細胞中的ＭＴ極少，正常細胞中卻很高。Ｃｄ可誘導ＭＴ出現，因此Ｃｄ的抗癌機理可能是由於ＭＴ的增加，抑製了ＮＤＥＡ對肝、肺細胞的致癌作用，這一抗癌機製的假設有待進一步研究證實。
第八章金屬的環境毒理學１４１鎘與鋅和硒相互之間存在拮抗作用。鋅對鎘的毒性產生拮抗作用的機理，主要是ＭＴ中的鋅被鎘取代後，鎘的毒性降低；遊離出來的鋅離子可進一步促進ＭＴ的合成。硒對鎘毒性的拮抗作用，比鋅更為有效。如Ｃｄ２＋使小鼠睾丸的壞死，可因加入硒而不再發生；Ｃｄ２＋對大鼠的肺部損傷，可因加入硒而減輕。這些結果均提示是形成了ＣｄＳｅ絡合物，抑製了鎘的毒作用。除鋅和硒以外，鐵和銅的適量補充，也會明顯減輕鎘對機體造成的貧血等毒作用。
四、鎘的環境標準經口攝入１．３～３．０ｍｇ的鎘量，通常認為是催吐閾濃度。如果每天從飲水中攝入的鎘量低於２０μｇ，可以認為有充分的安全保障。按此量計算，飲水中鎘的最高容許濃度為０．０１ｍｇ／Ｌ。這一推薦基準是根據０．１ｍｇ／Ｌ可引起動物組織的病理改變，０．１倍的安全係數是由於鎘還可經其他途徑進入人體。
鎘對水生生物的毒性明顯高於對人和溫血動物。０．００１ｍｇ／Ｌ的鎘可使鯉魚在８～１８ｈ內致死；鎘對鮭魚的最大無作用濃度為１．７μｇ／Ｌ，而對軟水中敏感魚類的安全濃度，則要降到０．４μｇ／Ｌ，硬水中可為１．２μｇ／Ｌ以下。
有報道認為，農田用水中鎘濃度在０．１ｍｇ／Ｌ時，可使農作物中的大豆、甜菜、蘿卜和大麥減產；而土壤中Ｚｎ／Ｃｄ比大於１００時，農作物中的鎘累積濃度不會達到有害水平。
目前，我國食品中鎘的最高容許濃度為０．２ｍｇ／ｋｇ；地麵水和生活飲用水含鎘濃度不超過０．０１ｍｇ／Ｌ；漁業和灌溉用水鎘濃度低於０．００５ｍｇ／Ｌ；工業廢水排放的最高容許濃度為０．１ｍｇ／Ｌ；車間空氣中的最高容許濃度為０．１ｍｇ／ｍ３（以氧化鎘為例）。
第三節鉛鉛（Ｐｌｕｍｂｕｍ）是一種古老的化學物，在自然界分布廣泛，常以方鉛礦（硫化鉛）形式存在，地殼中鉛的平均豐度為１４ｍｇ／ｋｇ。鉛具有伸展性強、抗腐蝕、熔點低等特點，常用於蓄電池、汽油防爆劑、建築材料、水管等的製作。
鉛為帶藍色的銀白色重金屬，是一種有延伸性的主族金屬。熔點３２７．５℃，沸點１７４０℃，密度１１．３４ｇ／ｃｍ３，硬度１．５，質地較柔軟，抗張強度小。可溶於硝酸、醋酸和堿液，不溶於稀鹽酸和硫酸。鉛的化學形態包括氧化亞鉛（Ｐｂ２Ｏ）、氧化鉛（ＰｂＯ）、三氧化二鉛（Ｐｂ２Ｏ３）、四氧化三鉛（Ｐｂ３Ｏ４）。除ＰｂＯ外，其餘的鉛氧化物在高溫下均不穩定，易分解為ＰｂＯ和Ｏ２。
隨著汽車和交通運輸業的發展，汽油中的鉛隨汽車尾氣釋放到空氣中，成為大氣汙染中鉛汙染的重要來源，據統計，環境中９８％鉛是由含鉛汽油帶來的，引起血鉛水平超標（１００μｇ／Ｌ），造成居民慢性鉛中毒，該事件後環境鉛汙染對人體健康的危害得到了世界各國的重視，不少國家已明令禁止或限製在汽油中添加四乙鉛。
一、鉛的汙染來源鉛在地殼中的含量為０．００１６％，在火成岩或變質岩中的含量為０．００１％～０．００２％，未受汙染的南京土壤為０．００１％，可作為表層土壤中鉛的自然本底值。隨著含鉛工業的大規１４２第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用模發展、交通運輸的汽油燃燒以及工業“三廢”的排放，大量鉛進入自然環境，造成了嚴重的環境汙染。
汽車尾氣的大量排放，是造成公路兩側土壤鉛汙染的主要因素。研究表明，公路兩側土壤鉛含量的分布特征為隨距公路垂直距離的外延呈指數形式下降，汙染範圍分布在距公路０～５０ｍ範圍內。城市土壤的鉛汙染主要為城市交通運輸、生活垃圾堆放和工業固廢排放等人為來源。城市區內各區塊因土地利用方式不同造成土壤含鉛量分布也存在顯著差異，城市交通道路兩側土壤的鉛含量明顯高於城市內公園，工礦區土壤的鉛含量明顯高於其他功能區（居民區、商業區、風景區等）。因汙水灌溉造成的汙灌區是土壤鉛汙染的多發地之一。某地調查發現，汙灌區土壤含鉛量的平均值是該地區土壤背景值的４．５３倍。
空氣中鉛的自然背景值很低，世界上最高的大氣環境監測點———珠峰觀測站夏季大氣３中鉛的質量濃度為０．０１３３μｇ／ｍ，可作為北半球大陸地區的環境本底值。工業發達城市大３氣中含鉛已達到極高的水平，如歐洲的大氣含鉛量為０．０５５～０．３４μｇ／ｍ，北美為０．０４５～３３１３μｇ／ｍ，日本大氣含鉛平均值為０．２μｇ／ｍ。
人為活動是構成大氣鉛汙染最大量、最經常的汙染源，主要包括鉛礦開采及冶煉、玻璃製造、錫鉛焊料、燃油排放、油漆塗料及其他含鉛製品的生產和使用、含鉛垃圾焚燒排放等。
大氣環境中的鉛及其化合物主要是無機顆粒物，少部分為有機氣體形式。主要來源包括自然源和人為排放，自然源排放的鉛指火山爆發煙塵、飛揚的地麵塵粒、森林火災煙塵及海鹽氣溶膠等自然現象釋放到環境中的鉛。
大氣及土壤中的鉛伴隨降雨、徑流、下滲等水文過程進入到河流、湖泊以及地下水等自然水體中，導致飲用水源的汙染。我國海洋、河流、水庫等水體中都有鉛的檢出報道，其中海洋中鉛的汙染較大，近海表層水中鉛濃度為０．０５～５１．４４μｇ／Ｌ，均值１．６０μｇ／Ｌ，南海鉛汙染最為嚴重，均值為７．６８μｇ／Ｌ，其中珠江口高達１５０μｇ／Ｌ。
二、鉛在體內的代謝（一）接觸途徑在不同的階段，人類接觸鉛的途徑也不同。①胎盤接觸：胎兒期，懷孕母親體內的血鉛可通過胎盤屏障進入胎兒循環係統，研究表明母親靜脈血中鉛含量與胎兒基本一致；②哺乳：哺乳是嬰兒期鉛的主要接觸途徑，哺乳期婦女骨骼中沉積的鉛會釋放出來，並進入乳汁；③消化道：兒童期，鉛可通過兒童吮手等行為由接觸的玩具、土壤、灰塵進入消化道；④呼吸道：成人通過呼吸道吸入空氣中的鉛顆粒或鉛蒸汽，９０％的成人鉛中毒與職業因素有關；⑤骨骼：老年人蓄積在骨骼中的鉛因骨質疏鬆破壞而釋放進入血液，引起高血壓和其他心血管疾病。從暴露途徑可見，兒童和相關行業工人是鉛中毒的高危人群。
（二）吸收環境中的鉛主要從消化道，其次從呼吸道和皮膚進入人體。由香煙、汽車尾氣、工業廢氣產生飄浮在空氣中的鉛，經鼻和口被吸入呼吸道，鉛塵沉積在肺泡中，肺泡腔中因ＣＯ２的存在而呈酸性，易於溶解，最終進入血液。其吸收比率隨鉛塵的顆粒大小、形態、人的呼吸頻率和深度而不同，進入呼吸道的鉛塵吸收率為２５％～３０％左右，１０％～２０％進入血液循環，或由吞噬細胞吞噬進入淋巴係統；也可經氣管、支氣管咳出，再咽入消化道。進入消化道的第八章金屬的環境毒理學１４３鉛，吸收率僅為５％～１０％，主要在十二指腸被吸收，經門靜脈到達肝髒，一部分進入血液循環，另一部分由膽汁排到腸道，隨糞便排出。四乙基鉛除經呼吸道外，還可通過皮膚侵入體內，而無機鉛不能通過完整皮膚吸收。人體內鉛含量與生活環境關係密切，血鉛和尿鉛水平能反映出近一段時間體內對鉛吸收情況，血鉛含量每１００ｍＬ＞８０μｇ（正常＜４０μｇ／１００ｍＬ）和尿鉛含量＞８０μｇ／Ｌ（正常應＜５０μｇ／Ｌ）時，即認為體內鉛吸收過量。
（三）分布鉛通過消化係統和呼吸道吸收進入人體後，其中９０％與紅細胞結合，隨血流分布於肝、腎、腦、胰及主要動脈等全身各器官和組織，其餘分布於血漿中。進入體內的鉛９０％以上以不易溶解鹽的形式，沉積於骨骼、毛發或牙齒，其餘則通過尿液或大便由排泄係統排出體外。
骨鉛的積蓄始於胎兒時期，隨年齡增長而增多，且比較穩定，可長期貯存在體內。鉛在骨骼中的半衰期隨年齡不同而不一，約為２０～３０年，這部分鉛對人體來說相對安全。但是當食物中缺鈣、血鈣降低、酸堿平衡紊亂，或因過勞、感染、發熱、飲酒、饑餓或外傷等原因使血液ｐＨ改變時，骨骼中的不溶性磷酸鉛可轉變成可溶性磷酸氫鉛，使血鉛濃度升高，經血液循環再重新分布到各組織器官，血鉛的半衰期約為２５～３５天。體內的鉛含量與職業、地區和年齡有關，其中職業性接觸者高於非職業性接觸者，由於空氣鉛汙染嚴重，城市居民頭發含鉛量比汙染較輕的郊區居民的高，年齡越大體內含鉛量越高。此外，腦組織是鉛重要的靶器官，海馬回和大腦皮層的鉛含量最高。
（四）代謝和排泄鉛在體內的代謝過程與鈣相似，能促進鈣貯存和排泄的因素，也可影響鉛的貯存和排泄。
鈣與鉛在骨鹽中可相互取代，高鈣飲食能促進鉛在骨骼內貯存。鉛可通過三條途徑排出體外：約２／３經腎髒隨小便排出；約１／３通過膽汁分泌排入腸腔，然後隨大便排出；另有極少量的鉛通過頭發及指甲脫落排出體外。
經口攝入的鉛９０％經腸道排出，經呼吸道吸入肺部進入血液的鉛主要經腎髒隨尿液排出，少部分可隨氣管內形成的痰而咳出或咽入消化道，進入消化道的鉛則隨尿糞排出，少量可通過唾液、乳汁、汗液等排出。另一部分鉛在血液中以磷酸氫鉛、甘油磷酸化合物、蛋白質化合物或Ｐｂ２＋態循環至全身，大部分以不溶性的磷酸鉛形式儲存於骨骼中，很小部分儲存於肝、脾、腦等器官和細胞內，可與血液維持動態交換，也可螯合由尿液排出。正常人尿鉛排出量為０．０２～０．０８ｍｇ／ｄ。
鉛在體內的半衰期：血液中鉛的半衰期約２５～３５天，軟組織中鉛的半衰期為３０～４０天左右，骨骼內的鉛半衰期約為１０年。因此，血鉛水平隻能反映近１個月左右時間內的鉛暴露狀況，而隻有骨鉛水平才能反映較長時間的慢性鉛暴露狀況。
三、鉛的毒作用及機理鉛在體內主要以二價鉛離子（Ｐｂ２＋）形式存在，隨血液流動分布到全身多個器官，對中樞和外周神經、血液、內分泌、心血管、免疫和生殖等係統等均有一定的毒性作用。
（一）致癌性動物實驗結果表明，鉛有明確的致癌性。鉛能引起鼠的腎髒腫瘤，常見的是腎皮質小管上皮癌。此外，鉛和腦部腫瘤也存在密切關係。但人群流行病調查發現環境鉛暴露與人類１４４第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用肺癌和胃癌的發生密切相關，使心血管疾病和癌症病死率增加，而與腎髒及腦部腫瘤則僅有微弱的聯係，因此鉛及其化合物被世衛組織國際癌症研究中心（ＩＡＲＣ）列為２Ｂ類致癌物。
因冶煉鍛造、鉛電池生產、汽油添加劑生產過濾過程中的職業暴露以及日常生活的水和食物都可能受到鉛汙染，鉛汙染會增加患肺癌、食道癌、喉癌和腦癌等風險。
鉛能增加致癌的危險性是因為當機體同時接觸其他致癌物時，鉛能降低細胞修複ＤＮＡ損傷的能力而不是通過直接損傷ＤＮＡ的方式致癌。鉛引發癌症的可能機製如下：①抑製ＤＮＡ合成與修複；②幹擾細胞間的間隙連接通訊；③對ＤＮＡ造成氧化損傷；④改變基因表達；⑤導致抑癌基因轉錄後改變。
（二）遺傳毒性隨著生物技術的發展，越來越多研究顯示鉛具有遺傳損傷效應。體內試驗研究表明，鉛及其無機化合物對細胞具有遺傳毒性效應。醋酸鉛染毒結果發現小鼠染色體畸變細胞數和染色體畸變條數隨劑量增大而增大，表明醋酸鉛對小鼠的骨髓細胞具有很強的遺傳毒性。
鯉魚的彗星試驗結果表明鉛在短時間內能刺激機體ＤＮＡ修複能力的提升，但隨著染毒時間延長，ＤＮＡ修複能力下降或失衡，ＤＮＡ損傷隨之加重，表明鉛具有遺傳毒性蓄積作用。
鉛及其無機化合物遺傳毒性的體外試驗研究表明，氯化鉛、硝酸鉛、醋酸鉛等對多種體外細胞均可造成ＤＮＡ損傷，突變頻率隨染毒濃度增加而升高，呈正相關劑量效應關係，表明鉛存在致突變性。人群流行病學研究表明，職業性鉛暴露人群外周血淋巴細胞微核率、染色體畸變率、彗星細胞率明顯增加，表明高濃度鉛暴露可引起ＤＮＡ損傷、ＤＮＡ鏈斷裂和染色體畸變。目前，常用於工作場所中化學物質遺傳毒性檢測的代表性試驗包括單細胞凝膠電泳試驗、微核試驗、姐妹染色單體交換試驗、磷酸化組蛋白（γＨ２ＡＸ）檢測等。
大多數研究認為鉛通過間接作用導致遺傳毒性，即鉛可能不直接作用於ＤＮＡ，而是作用於ＤＮＡ聚合酶和ＲＮＡ合成，從而導致ＤＮＡ修複功能抑製或增加易錯修複的發生，但也有研究認為，鉛可以通過直接作用於遺傳物質產生遺傳毒性作用。彗星試驗表明，鉛雖然不能直接引起ＤＮＡ鏈的斷裂，但能使暴露於其他基因毒性物質的細胞更易發生突變。鉛中毒後可通過誘導活性氧自由基產生並導致脂質過氧化作用增強，從而造成細胞損傷；鉛還可取代作為轉錄調節因子的ＤＮＡ修複蛋白鋅指結構中的鋅，減少這些蛋白與基因組ＤＮＡ中識別元件的結合；此外，鉛可以使紅細胞中的氨基乙酰丙酸脫水酶減少，而尿液中５氨基酮戊酸增多，從而使氧化產生的自由基增多，引起ＤＮＡ損傷。氯化鉛和醋酸鉛具有一定的致非整倍體毒性，低濃度即可通過抑製微管蛋白合成幹擾細胞微管功能，被認為可能是誘發微核的機製之一；還有學者研究發現，鉛和其他ＤＮＡ損傷因素結合，如吸煙或紫外線，其聯合遺傳毒性明顯增強。
（三）誘導細胞凋亡細胞凋亡是一種由基因調控的細胞主動死亡過程，形態學上表現為細胞膜鼓泡、細胞核皺縮、線粒體腫脹及ＤＮＡ片段化。研究表明醋酸鉛可使體外培養的新生小鼠小腦顆粒細胞出現細胞收縮、核染色質密度增高、ＤＮＡ碎片形成和核仁裂解等，醋酸鉛還能使大鼠大腦皮層、海馬和小腦細胞凋亡率升高，並呈明顯劑量反應關係。
研究表明，線粒體在鉛誘導的細胞凋亡中起重要作用。鉛結合於線粒體內離子結合位點，導致通透性轉變孔開放，隨後線粒體去極化、腫脹，造成外膜破裂以及細胞色素Ｃ等凋第八章金屬的環境毒理學１４５亡啟動因子釋放入胞質。Ｃｙｔｃ與Ａｐａｆ１（凋亡蛋白激活因子１）和Ｄａｔｐ／ｄＡＤＰ一起激活Ｃａｓｐａｓｅ９，再激活Ｃａｓｐａｓｅ３，最終導致ＤＮＡ碎片形成，進而發生凋亡。
此外，還有研究表明鉛能促進細胞凋亡介質或傳遞器作用的活性氧自由基（ＲＯＳ）產生，使許多組織係統處於氧化應激狀態。高劑量鉛染毒組仔鼠的腦組織海馬附近皮質區凋亡細胞數量有明顯升高，提示在鉛、ＲＯＳ以及細胞凋亡之間存在某些內在聯係。鉛可能通過減少抗氧化物質和降低抗氧化酶活性並促進ＲＯＳ生成，從而介導細胞凋亡。因此可以認為，鉛能通過減少抗氧化物質（ＧＳＨ、ＳＯＤ、ＣＡＴ及ＧＰｘ）濃度或活性並增加ＲＯＳ水平，從而介導細胞凋亡。
四、鉛的環境標準鉛不是人體的必需元素，它可以通過多種途徑進入人體，且有蓄積作用，對健康危害甚大。因此，我國對不同環境中的鉛濃度製定了嚴格的允許限量標準。
（１）大氣：大氣汙染物綜合排放標準規定鉛及其化合物最高允許排放濃度為０．９０ｍｇ／ｍ３（現有汙染源）和０．７０ｍｇ／ｍ３（新汙染源）。車間空氣中鉛煙和鉛塵的最高允許濃度分別為０．０３ｍｇ／ｍ３和０．０５ｍｇ／ｍ３；居住區大氣中鉛及其化合物的日平均最高允許濃度為０．０００７ｍｇ／ｍ３。（２）水體：生活飲用水水質標準規定鉛含量不得超過０．０５ｍｇ／Ｌ。而農業灌溉水質標準為０．１ｍｇ／Ｌ，漁業水質標準為０．０５ｍｇ／Ｌ，汙水綜合排放標準為１．０ｍｇ／Ｌ。
（３）土壤／固廢：土壤環境三級質量標準為５００ｍｇ／ｋｇ，固體廢棄物浸出毒性鑒別標準值３ｍｇ／Ｌ，城鎮垃圾農用控製標準１００ｍｇ／ｋｇ。
第四節鉻鉻（Ｃｈｒｏｍｉｕｍ），化學符號Ｃｒ，銀白色有光澤的金屬，純鉻有延展性，含雜質的鉻硬而脆。
自然界不存在遊離狀態的鉻，主要存在於鉻鉛礦。Ｃｒ密度為７．２０ｇ／ｃｍ３，熔點（１８５７±２０）℃，沸點２６７２℃。具有很高的耐腐蝕性，不溶於硝酸和水，可溶於硫酸和強堿溶液。
鉻在自然界的化合物中，主要有鹵化物、氧化物和硫化物，常見氧化態包括０、＋２、＋３、＋６，且隨價態升高，氧化性逐漸增強。零價鉻（Ｃｒ０＋）不能天然存在於地殼中，且無生物活性。二價鉻（Ｃｒ２＋）是強還原劑，在空氣中易被氧化成三價鉻（Ｃｒ３＋）。六價鉻（Ｃｒ６＋）在酸性２－２－介質中是強氧化劑，容易與氧結合，形成強氧化性絡酸鹽（Ｃｒ２Ｏ４）或重鉻酸鹽（Ｃｒ２Ｏ７）；Ｃｒ６＋極易穿過細胞膜，並與細胞中核酸和蛋白質成分發生反應，在體內引起氧化應激、ＤＮＡ損害、細胞凋亡、基因突變，並具有致癌和致突變作用。Ｃｒ３＋是生物體內鉻最穩定的氧化態形式，也是生物體內鉻的主要存在形式，容易形成多齒配位化合物，但不易穿過細胞膜且反應活性低，是人和動物體必需的微量元素之一。
一、鉻在環境中的遷移轉化鉻在自然界中主要形成鉻鐵礦（ＦｅＣｒ２Ｏ４），其天然來源主要是岩石風化，由此而來的鉻大多是Ｃｒ３＋。因風化作用進入土壤中的鉻，容易氧化成可溶性的複合陰離子，再通過淋洗轉移到地下水或地麵水中。地殼鉻含量約１１０～１２５ｍｇ／ｋｇ，鉻平均含量在土壤中約為１０～１４６第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用１５ｍｇ／ｋｇ，岩石中高達３４００ｍｇ／ｋｇ，河水中約０．７～８４μｇ／Ｌ，海水中＜０．６μｇ／Ｌ。一般植３物中的平均含鉻量為０．２ｍｇ／ｋｇ幹重，城市大氣中鉻平均濃度為０．０１～０．０３μｇ／ｍ。
鉻在環境中不同條件下有不同的價態。水體中Ｃｒ３＋主要吸附在固體物質上而存在於沉積物（底泥）中；Ｃｒ６＋則多溶於水中，比較穩定，但在厭氧條件下可還原為Ｃｒ３＋。Ｃｒ３＋在天然水中也可被氧化，但速率很低，其鹽類可在中性或弱堿性的水中水解，生成不溶於水的Ｃｒ（ＯＨ）３而沉入水底。天然水中一般僅含微量的鉻，通過河流輸送入海，沉於海底。大氣中的鉻可因重力沉降或降水作用而遷移到水體或土壤中。因環境中Ｃｒ３＋和Ｃｒ６＋可互相轉化，所以控製環境條件及鉻的總含量在製定標準中更具實際意義。
土壤中的鉻多為難溶性化合物，其遷移能力一般較弱，而含鉻廢水中的鉻進入土壤後，也多轉變為難溶性鉻，主要殘留積累於土壤表層，不能被植物所吸收利用，因此鉻的生物遷移作用較小。如土壤中鉻過多時，會抑製有機物質的硝化作用，並使鉻在植物體內蓄積，許多植物性食品如大米、紅糖、菌類含鉻量較多，通常人體每日可從食物中攝取數十至數百微克的鉻。
土壤中鉻的汙染主要來源於鐵、鉻、電鍍、金屬酸洗、皮革鞣製、耐火材料、鉻酸鹽和三氧化鉻工業的“三廢”排放及燃煤、汙水灌溉或汙泥施用等。
二、鉻在體內的代謝（一）鉻的吸收環境中的鉻可經呼吸、消化、皮膚和黏膜等不同途徑，隨空氣和食物等介質進入生物體。
人體對鉻的正常需要攝入量約為０．０２～０．５ｍｇ／ｄ，主要來自於食品。經呼吸道吸收的鉻與其溶解度密切相關，一般為３０％～４０％。無機鉻在動物腸道內很難被吸收，吸收率約為０．４％～３．０％；有機鉻的吸收率遠高於無機鉻，可達１０％～２５％，導致無機鉻利用率偏低的原因可能與鉻的溶解性、礦物元素間相互幹擾、無機鉻轉化為有機鉻的速率及膳食中的煙酸３＋水平等有關。人體對Ｃｒ的吸收率與攝入量成反比，若每日攝入１０μｇ，吸收率為２％，而攝入４０μｇ，吸收率則降至０．５％以下。
Ｃｒ３＋形成配合物的能力很強，膳食中的鉻多以有機鉻形式與有機物形成複合物存在，主要通過消化係統進入機體使吸收增加。Ｃｒ３＋主要是以小分子量的有機鉻配合物通過腸粘膜吸收進入血液，包括主動轉運與被動擴散。小腸的中段是吸收Ｃｒ３＋最活躍的地方，其次是回腸及十二指腸。研究發現澱粉、維生素Ｃ／Ｖｅ、低纖維高碳水化合物、草酸鹽以及一些藥物如阿司匹林等均可促進Ｃｒ３＋的吸收，而鋅、釩、鐵等礦物離子以及抗酸劑、植酸鹽等可能會降低血液和組織中鉻的濃度；某些氨基酸在小腸ｐＨ下能夠抑製Ｃｒ３＋的沉澱，從而促進Ｃｒ３＋的吸收。有研究顯示Ｃｒ６＋在動物小腸中比Ｃｒ３＋更易溶解和吸收，吸收率明顯增高。
（二）分布Ｃｒ３＋作為最穩定的人體必需元素，吸收進入血液後主要與血漿含鐵球蛋白結合，部分與白蛋白結合，運至全身組織器官中利用與儲存，其中肝髒和腎髒中含量最高，其次是脾髒、肌肉組織等，心髒、胰腺、肺、骨骼以及大腦組織中都有鉻的分布。有研究表明給雄性ＳＤ大鼠喂食吡啶羧酸鉻兩周後，Ｃｒ３＋的含量順序為：肝髒＞腎髒＞血液＞脂肪＞脾＞睾丸＞心髒＞胰腺＞肌肉。
有機鉻吸收後在體內主要通過轉鐵蛋白（ｔｒａｎｓｆｅｒｒｉｎ，Ｔｆ）進行運輸。Ｃｒ３＋連接在轉鐵第八章金屬的環境毒理學１４７蛋白的Ｂ端，而酪氨酸是鉻與轉鐵蛋白最合適的連接配體。餐後血液胰島素水平升高可以促進轉鐵蛋白受體從細胞內的小泡中移位到細胞膜上，攜帶鉻的轉鐵蛋白與細胞膜表麵的轉鐵蛋白受體發生結合，通過內吞作用將鉻轉運到細胞內，內吞小泡中的酸性環境可使鉻從轉鐵蛋白中釋放出來，鉻一旦被動員就不能再被重新利用。
（三）排泄鉻被吸收後，經腎髒腎小球的濾過作用，主要以尿液的形式排出體外；或者結合到小分子有機轉運蛋白，以低分子量結合物形式存在，少量通過毛發、指甲、汗腺、乳汁和膽汁排泄。當動物處於應激狀態或日常膳食中碳水化合物含量過高時，通過泌尿係統排泄的鉻可能會增加１０～３００倍，即應激等促進糖代謝的因素會增加機體鉻的丟失。鉻的排泄也與攝入的鉻形式有關，如給小鼠飼料中添加不同形式鉻，其尿液中鉻的排泄量存在差異。另外，鉻在體內的含量隨年齡增加而下降，攝入高糖、劇烈運動、懷孕和哺乳也可增加人體鉻的排出。
（四）代謝１鉻與糖類代謝鉻可以影響葡萄糖耐受性和胰島素抗藥性。補鉻可以顯著改善外周組織對胰島素的敏感性和鉻的缺乏症（如失重），促進葡萄糖氧化分解，加速糖原合成和葡萄糖向脂肪轉變。鉻能增強胰島素的生理功能，促進糖原合成，降低血糖濃度，增強機體對葡萄糖的耐受性。
２鉻與脂類代謝大量研究結果表明，鉻對脂類代謝有重要作用，尤其可以減少動脈粥樣硬化生成。膳食中補鉻可增加人體高密度脂蛋白膽固醇濃度，減少總膽固醇、低密度脂蛋白膽固醇和甘油三酯濃度，主要是通過增強胰島素受體活性，提高脂肪細胞吸收和利用葡萄糖的速率，進而改善血脂狀況，也可能通過增強與脂肪代謝相關酶的活性，提高高密度脂蛋白含量。但因個體差異的存在，補鉻可能導致不同動物血液中脂類和脂蛋白濃度不同。
３鉻與蛋白質代謝鉻可加強胰島素作用，促進蛋白質的合成。也可增加肌細胞對氨基酸的攝入量，從而提高總蛋白的合成量，這可能與肌細胞中胰島素活性變化和對鉻的依賴性有關。鉻也可通過調節小鼠骨骼肌細胞中胰島素生長因子／受體和泛素水平，加強蛋白質合成，減少蛋白質分解代謝，從而有利於蛋白質的沉積。
三、鉻的毒性作用及其機理２０１２年４月中國“鉻超標毒膠囊”事件曝光後，鉻的毒性引起了公眾的廣泛關注。若鉻攝入量過多會損害機體健康，引起機體蛋白質變性，核酸和核蛋白沉澱，幹擾酶係統，從而導致機體中毒。
（一）鉻對機體的毒性作用１鉻對肝髒、腎髒的毒性肝髒和腎髒是鉻分布和排泄的重要組織器官，同時也是鉻毒性作用的主要靶器官。多種形式攝入Ｃｒ６＋都會導致肝髒和腎髒出現病理損傷，且隨染毒時間延長，腎小管損害加重，１４８第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用同時尿液中各種酶及蛋白含量升高；肝細胞也出現不同程度的損害，血清中某些酶類水平發生改變。如Ｗｉｓｔａｒ大鼠和小鼠腹腔注射重鉻酸鉀溶液後，引起鼠肝髒中央靜脈區的肝細胞出現空泡、濁腫、點片狀壞死、破裂，部分肝竇消失、肝實質壞死及肝索缺失，肝髒有時還可出現瘀血及少量滲出性出血，並偶見壞死。同時可引起腎髒的脂質過氧化水平升高、抗氧化酶活性改變及腎功能障礙。流行病學調查發現，長時間接觸鉻的職業人群中血液ＡＬＴ、乳酸脫氫酶（ＬＤＨ）活性顯著升高，肝髒組織活檢顯示部分肝細胞呈氣球樣變、細胞結構明顯破壞、線粒體僅殘留輪廓、細胞外膜消失。
２鉻的生殖毒性鉻對動物具有胚胎發育毒性和致畸性。Ｃｒ３＋不能透過胎盤，但可蓄積於胎盤，而Ｃｒ６＋的致畸性與染毒劑量成正比。研究發現，Ｃｒ６＋可穿過細胞膜作用於鼠卵黃囊上皮、間質和間皮層，從而導致其卵黃囊功能紊亂、胚胎營養不良和畸形產生；Ｃｒ６＋也可引起大鼠精子的運動性、形態學、頂體精子等一係列生理學參數發生變化，但在精子的一個生活周期內不會破壞精子細胞的ＤＮＡ；另外，還可造成睾丸曲細精管不同程度變性，管內生精細胞數目減少。對職業接觸Ｃｒ６＋的８１名工人進行生殖功能調查，結果發現女性工人月經異常發生率明顯增高，流產率和死產率均高於對照組；男性工人的精子數量減少，精子存活率下降。
３鉻的免疫和遺傳毒性鉻能引起機體的淋巴細胞數量減少、甚至凋亡。大鼠Ｃｒ６＋染毒可引起血液中淋巴細胞數量顯著降低；對水生動物的研究發現，Ｃｒ６＋染毒後可使黃鱔淋巴組織鬆散，排列稀疏混亂，淋巴細胞界限呈退化趨勢，數量減少，紅細胞大量破壞，血竇擴張，表明鉻對小鼠細胞和體液免疫功能均有不同程度的免疫毒性。在細胞內，Ｃｒ６＋還原的中間產物可導致ＤＮＡ加合物形成、ＤＮＡ雙鏈斷裂、ＤＮＡ與蛋白質的交聯、ＤＮＡ雙鏈間的交聯。Ｃｒ６＋導致的ＤＮＡ損傷表現為擾亂ＤＮＡ複製及轉錄、引起堿基替換和缺失、降低基因組的穩定性。另外鉻被細胞攝入後具有致突變作用，Ｃｒ６＋可轉運入細胞，對沙門氏菌具有致突變，而Ｃｒ３＋不易被細胞攝入，無誘變性。體內外實驗研究表明，堿基替換在Ｃｒ６＋致突變作用中起著重要的作用，主要是引起ＧＣ替換，但Ｃｒ６＋並不引起特異性堿基缺失。小鼠Ｃｒ６＋染毒後，精子畸形率和骨髓嗜多染紅細胞微核率均明顯增高；Ｃｒ３＋則引起小鼠卵母細胞凋亡數量增加，卵母細胞ＤＮＡ損傷率增高，彗星尾長增大，可導致ＤＮＡ斷裂。評價鉻的遺傳毒性多采用Ａｍｅｓ試驗、姐妹染色體單體交換試驗、骨髓細胞染色體畸變及細胞轉化試驗、骨髓微核試驗等。
４鉻的神經毒性和致癌作用Ｃｒ６＋可通過嗅覺通路沉積於小鼠腦部，引起海馬部位神經元腫脹明顯，空泡變性，可見膠質水腫，部分細胞壞死，並呈篩狀的壞死灶。此外，Ｃｒ６＋也可造成大鼠聽力功能損傷，表現為腦幹誘發電位Ⅰ、Ⅱ波潛伏期明顯延長，波峰幅度明顯降低。１９９０年國際癌症研究機構就已將Ｃｒ６＋化合物定為人類確定致癌物，小鼠連續２年口服染毒Ｃｒ６＋可導致口腔鱗狀上皮細胞和腸道上皮細胞出現腫瘤；染毒時間縮短為９０ｄ時，也可引發小鼠腸道氧化應激反應、絨毛細胞毒性等，從而可能誘發腸道腫瘤。流行病調查已確認職業接觸Ｃｒ６＋與呼吸道癌症有關。
５鉻的皮膚／呼吸道毒性除肝損傷和致癌外，Ｃｒ６＋還可以引起多種病症。鉻可導致正常人皮膚纖維原細胞形態第八章金屬的環境毒理學１４９學改變、氧化損傷並伴隨線粒體膜結構變化及細胞色素Ｃ釋放，同時也可引起鉻性皮炎或濕疹類皮膚病，皮膚患處瘙癢並形成丘疹或水泡，皮膚過敏者接觸鉻汙染物數天後即可發生皮炎，鉻過敏期長達３～６月，濕疹常發生於手及前臂等暴露部分，偶爾也發生在足及踝部，甚至臉部、背部等。接觸鉻鹽常見的呼吸道職業病是鉻性鼻炎，該病早期症狀為鼻粘膜充血、腫脹、鼻腔幹燥、搔癢、出血，嗅覺減退，粘液分泌增多，常打噴嚏等，繼而發生鼻中隔潰疹。
（二）鉻的毒性機理１還原作用機製Ｃｒ６＋作為鉻的主要毒性形式，經呼吸道、消化道或皮膚進入機體後，對人類具有明顯的基因毒性，但在生理ｐＨ及溫度條件下，Ｃｒ６＋無法直接與ＤＮＡ相互作用，即不表現直接的基因毒性。Ｃｒ６＋的基因毒性來源於其在細胞內的代謝產物。Ｃｒ６＋經非特異性的磷酸或硫酸離子通道通過細胞膜進入細胞內，隨後被細胞內的還原物質（如抗壞血酸、細胞色素Ｃ、穀胱甘肽、半胱氨酸等）還原為Ｃｒ５＋、Ｃｒ４＋和Ｃｒ３＋（最終形式），從而導致一係列連鎖反應如引起線粒體損傷、細胞ＤＮＡ損傷、幹擾ＤＮＡ損傷的修複等。Ｃｒ６＋的還原產物具有廣泛的ＤＮＡ損傷作用，可抑製ＤＮＡ的複製。此外Ｃｒ６＋在還原過程中產生的中間價態和多種不穩定的自由基如硫醇基、氫氧根自由基、過氧化氫、超氧陰離子等，可造成ＤＮＡ、ＲＮＡ、蛋白質及脂質氧化損傷。
２致癌作用機製Ｃｒ６＋被列入確認人類致癌物，目前致癌機製可能有以下方式：（１）影響基因組的表觀遺傳修飾。表觀遺傳修飾是指在基因組不發生改變的情況下，細胞功能改變而導致腫瘤的發生。能引起腫瘤發生的表觀遺傳修飾有ＤＮＡ甲基化或乙酰化、組蛋白修飾、組蛋白生物素化等。另外，鉻能通過誘導肺癌細胞組蛋白Ｈ３亮氨酸甲基化來影響組蛋白修飾，鉻暴露還可在轉錄水平降低維持組蛋白生物素化穩態的重要成分———生物素化物酶的活性。
（２）影響關鍵基因的表達量，可能導致癌信號通路的持續激活。給予低劑量、長期Ｃｒ６＋暴露後的肺癌上皮細胞發生惡性轉化，用鉻轉化細胞模型進行基因芯片分析，結果發現涉及細胞間通訊功能的基因表達明顯升高。另外，對鉻暴露和非鉻暴露兩種肺癌的組織分析發現，６９％的鉻暴露肺癌細胞周期蛋白ｃｙｃｌｉｎＤ１表達異常，而非鉻暴露肺癌出現同樣情況的比例僅為有１２％。
（３）誘導活性氧過量產生。正常生理情況下細胞內的活性氧可作為第二信使介導細胞信號通路，但活性氧過量升高，不僅會導致基因組ＤＮＡ損傷，還可通過激活特定轉錄因子如ＮＦκＢ、ＡＰ１而啟動細胞凋亡，進而抑製細胞惡性轉化。但如果細胞長期處於鉻慢性暴露的情況下，則可能產生對氧化應激的耐受性，因此脫離鉻導致的細胞毒性、凋亡過程，最終轉化為癌細胞。近幾年研究發現，上皮細胞產生活性氧的主要來源是ＮＡＤＰＨ氧化酶複合體（ＮＯＸ）。ＮＯＸ的過表達引起活性氧生成增加進而導致細胞惡性轉化的關係在許多腫瘤細胞中得到證實，這使得ＮＯＸ成為一種潛在的腫瘤治療靶點。
四、鉻的環境標準我國限製鉻含量的相關環境標準如下：１５０第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用（１）大氣：居住區大氣中Ｃｒ６＋的最高容許濃度為０．００１５ｍｇ／ｍ３（一次值）；車間空氣中３ＣｒＯ３的最高容許濃度為０．０５ｍｇ／ｍ（以ＣｒＯ３計）；大氣汙染物綜合排放標準（鉻酸霧）最高答應排放濃度０．０８０ｍｇ／ｍ３；無組織排放監控濃度限值為０．０８０ｍｇ／ｍ３（現有汙染源）和０．０７０ｍｇ／ｍ３（新汙染源）。
（２）水體：生活飲用水Ｃｒ６＋濃度應低於０．０５ｍｇ／Ｌ；地下水Ｃｒ６＋質量標準Ｉ類為０．００５ｍｇ／Ｌ，Ⅲ類為０．０５ｍｇ／Ｌ；農田澆注水質標準（水作、旱作、蔬菜）和漁業水質標準中鉻的最高容許濃度均為Ｃｒ６＋０．１ｍｇ／Ｌ；地表水環境質量標準Ｃｒ６＋計，Ⅰ類和Ⅲ類分別為０．０１ｍｇ／Ｌ和０．０５ｍｇ／Ｌ；汙水綜合排放標準中按Ｃｒ６＋計最高容許排放標準為０．５ｍｇ／Ｌ。
（３）土壤／固廢：土壤環境質量標準（水田和旱地）Ｉ級均為９０ｍｇ／ｋｇ；固體廢棄物浸出毒性鑒別Ｃｒ６＋標準值為１．５ｍｇ／Ｌ；城鎮垃圾農用控製標準為３００ｍｇ／ｋｇ。
１解釋：（１）水俁病；（２）痛痛病；（３）金屬硫蛋白２金屬汙染為何容易導致公害事件？
３試述汞、鎘、鉛、鉻毒作用的分子機理。
４金屬的環境標準中還存在哪些問題需要深入研究？
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櫐櫐２．農藥對人體健康的危害主要是農藥的生物富集作用所引起的。
櫐櫐了解農藥在環境中的遷移轉化規律，對於預測其變化趨勢及控製農藥汙染有重大櫐櫐３．櫐櫐意義。
櫐櫐４．不適當地長期和大量使用農藥，可破壞生態平衡，危害人體健康。
櫐櫐殾５．研究低毒、安全、穩定、高效的低毒農藥，特別是生物源農藥是一個趨勢。櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐櫐殾櫐第一節概論農藥是指在農業生產中用於防治農作物病蟲害、消除雜草、促進或控製植物生長的各種藥劑。主要包括殺蟲劑、除草劑、殺真菌劑和植物生長調節劑等。我國農藥起步晚，但發展速度快，與世界農藥發展趨勢相一致，主要經曆了無機農藥時期、有機殺蟲劑時代、無公害農藥和環境友好型農藥時代四個階段。現在使用的農藥中，以有機農藥為主，按其分子結構分為：有機氯類、有機磷類、擬除蟲菊酯類、氨基甲酸酯類等。目前世界上化學農藥的總產量（以有效成分計算）在５００萬噸以上，並且仍以每年約５％的速度增長著。我國近年來化學農藥的產量在５０萬噸～６０萬噸左右，居世界第二位。實踐證明，合理施用農藥是保障農業獲得豐收的一項重要措施。據估計，由於病、蟲、草害，全世界每年損失的糧食約占總產量的一半，使用農藥可以挽回總產量的１５％。我國是一個農業大國，農藥使用品種多、用量大，不適當地長期和大量使用農藥，也使環境受到農藥汙染，以至破壞生態平衡，對農業生產和人體健康等方麵造成危害。
農藥是有毒的，但不可怕，可怕的是人類對它的無知。農藥本身沒錯，錯就錯在人類對它的濫用和不合理使用。我國在農藥汙染防治方麵應該加強對農藥的作用機理及遷移、轉化的研究，繼續開發高效、低毒、低殘留的農藥新品種。加強農藥的管理與使用，從而減少汙染負荷量，控製環境汙染。
一、農藥在環境中的遷移轉化農藥被施用到環境中，將與多種環境介質發生作用，如土壤、水體、大氣和生物等。被施１５２第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用的有機農藥，其中一部分農藥進入大氣環境，另一部分農藥直接被作物截留，沒有被揮發也沒有被截留的那部分農藥將進入土壤環境或水體環境中。有機農藥在水環境中主要發生光解和揮發、水解、吸附和解吸附等作用。在水體環境和土壤環境之間，農藥還可以相互轉移。
水體環境和土壤環境中的農藥還會與大氣環境發生揮發與沉降。進入土壤或水體環境中的農藥，又可通過植物的吸收而進入作物體內。
（一）農藥在土壤中的遷移轉化１土壤對農藥的吸附土壤是一個由無機膠體、有機膠體以及有機－無機膠體所組成的膠體體係，其具有較強的吸附性能。進入土壤的化學農藥可以通過物理吸附、化學吸附、氫鍵結合和配位價鍵結合等形式吸附在土壤顆粒表麵。由於農藥種類極多，性質各不相同，對土壤吸附有很大影響。
一般農藥的分子愈大，愈易被土壤吸附。農藥在水中的溶解度強弱也對吸附有影響，如：ＤＤＴ在水中溶解度很低，在土壤中吸附力很強；而一些有機磷農藥，在水中的溶解度很大，吸附能力則很低。農藥被土壤吸附後，由於存在形態的改變，其遷移轉化能力、生物活性和毒性也隨之改變，對農藥的遷移轉化過程產生很大的影響。
２農藥在土壤中的揮發、徑流、淋溶以及作物的吸收土壤中的農藥，通過揮發、徑流、淋溶以及作物的吸收等，可使農藥從土壤中轉移到其他環境介質中去。大量資料證明，不僅非常易揮發的農藥，而且不易揮發的農藥（如有機氯）都可以從土壤、水及植物表麵大量揮發。對於低水溶性和持久性的化學農藥來說，揮發是農藥進入大氣中的重要途徑。
通過蒸發作用而遷移的農藥量比徑流遷移和作物吸收等方麵都要大。化學農藥在土壤中的蒸發決定於農藥本身的溶解度、蒸汽壓和接近地表的空氣層的擴散速度以及土壤溫度、濕度和質地。如：砂土，由於吸附能力小於土壤，故農藥的蒸發損失較土壤為大，土溫增高，也能促進農藥的蒸發。
農藥的蒸發與土壤含水量有密切關係。土壤幹燥時，農藥不擴散，主要被土體表麵所吸附，隨著土壤水分的增加，由於水的極性大於有機物農藥，因此水占據了土壤礦物質表麵，把農藥從土壤表麵置走，使農藥的揮發性大大增加。
農藥除以氣體形式擴散外，還能以水為介質進行遷移，其主要方式有兩種：一是直接溶於水；二是被吸附於土壤固體細粒表麵上隨水分移動而進行機械遷移。一般來說，農藥在吸附性能小的砂性土壤中容易移動，而在粘粒含量高或有機質含量多的土壤中則不易移動，大多積累於土壤表層３０ｃｍ土層內。因此有的研究者指出，農藥對地下水的汙染是不大的，主要是由於土壤侵蝕，通過地表徑流流入地麵水體造成地表水體的汙染。
３農藥在土壤中的降解農藥降解作用是農藥消失的主要途徑，是土壤淨化功能的重要表現。農藥在土壤中的降解，包括非生物降解（光化學降解、化學降解）和生物降解（動植物體內或微生物體內外的降解作用），生物降解在農藥降解中占據了主導地位。
（１）光化學降解。指土表麵接受太陽輻射能和紫外線光譜等能流而引起農藥的分解作用。光化學降解對落到土壤表麵與土壤結合的農藥的作用，可能是相當重要的，而對土表以下的農藥的作用較小。
第九章農藥的環境毒理學１５３（２）化學降解。化學降解以水解和氧化最為重要，水解是最重要的反應過程之一。有人研究了有機磷水解反應，認為土壤ｐＨ和吸附是影響水解反應的重要因素。
（３）微生物降解。土壤中微生物（包括細菌、黴菌、放線菌等各種微生物）對有機農藥的降解起著重要的作用。土壤中的微生物能夠通過各種生物化學作用參與分解土壤中的有機農藥。
由於微生物的菌屬不同，破壞化學物質的機理和速度也不同，土壤中微生物對有機農藥的生物化學作用主要有：脫氯作用、氧化還原作用，脫烷基作用、水解作用、環裂解作用等。
土壤中微生物降解作用也受到土壤的ｐＨ、有機物、溫度、濕度、通氣狀況、代換吸附能力等因素影響。
微生物是農藥轉化的重要因素之一，生物修複也已被廣泛地應用於微生物降解環境中的有毒成分，並日益引起人們的重視。
農藥在土壤中經生物降解和非生物降解作用的結果，化學結構發生明顯地改變，有些劇毒農藥，一經降解就失去了毒性；另一些農藥，雖然自身的毒性不大，但它的分解產物可能增加毒性；還有些農藥，其本身和代謝產物都有較大的毒性。所以，在評價一種農藥是否對環境有汙染作用時，不僅要看藥劑本身的毒性，而且還要注意降解產物是否有潛在危害性。
（二）農藥在水體環境中的遷移轉化１光解和揮發光解僅作用於地表水，由於陽光的照射，或者紫外線的作用，一些存在於地表水中的有機農藥化合物可以被分解，發生分子結構的改變或者化學性質發生變化；揮發也是水體環境中農藥物質發生轉移的一個途徑，揮發過程一般發生在濃度較高時。
２水解水解是水體中農藥轉移的一個重要途徑，既有化學水解，又有生物水解。化學水解是農藥化學分子在酸堿的影響下，農藥分子與水分子發生離子交換，即水分子中的氫離子和氫氧根離子分別與農藥分子的兩部分相結合，形成兩個新的分子。化學水解過程的速率受農藥化學結構、環境溫度、ｐＨ、離子強度的影響。
生物水解是通過生物體內水解酶的作用，大多數非水溶性的農藥可通過生物水解的途徑，轉變成為親水性的化合物，生物體更容易吸收或排出，有利於進一步的降解。農藥分子經過水解後，可被各種生物進一步代謝，有機農藥通過代謝在生物體內降解、同化、吸收、排泄和富集等。
３吸附和解吸附水體沉積物的吸附和解吸附也是有機農藥生物降解一個途徑。當某水體環境處於相對穩定的狀態時，一定濃度的農藥物質會使水體沉積物之間的吸附與解吸附達到平衡。但是，當環境條件發生變化時，平衡就會被打破，使水體中的農藥達到一種新的吸附與解吸附平衡。
（二）農藥在大氣中的遷移轉化大氣中農藥的來源主要有下列幾類：①農業上施藥過程中細霧（粒）的漂移，施藥後在植物表麵或土壤表麵殘留農藥的揮發，以及被農藥汙染的土壤細塵的風蝕等；②在衛生方１５４第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用麵，家庭及一般公共場所為控製傳染病的噴霧；③工業上，農藥製造廠和加工廠的排出物、煙霧、蒸氣、粉塵等以及工藝上泄漏類的事故和不適當的處置等；④商業上，為產品防蛀等的熏蒸處理等。由於農業上使用農藥的麵積之廣，數量之多，同其他幾項來源相比則處於主導地位。
在農藥的遷移轉化過程中，大氣是個極活躍的因子，它在農藥長距離遷移方麵有著重要的意義。由於空氣中農藥隨風飄蕩，使遠離農業中心的南北極地區也不可避免地受ＤＤＴ類農藥的汙染。進入大氣的農藥有可能從施藥區被風輸送很長的距離；農藥能長期懸浮於空氣中，被空氣中的顆粒物質吸附或富集，並經曆光化學變化，甚至變成更毒的化合物；人和動物吸入的農藥可有一點變化或一點不變化地直接進入到血液中去。
（四）農藥在生物中的轉移和分布主要是在動物中的轉移。包括：①動物之間的轉移（食物鏈）；②動物個體的轉移。農藥在生物體之間轉移屬於陸生動物的生物富集與食物鏈模式途徑。生物富集的毒理學意義在於：農藥的汙染由於大氣、水及生物體傳遞而變得十分廣泛，由於濃度很低，不至於造成嚴重危害。但由於生物放大，在某些有機體內可造成很高濃度的含量，以致引起中毒及其他病理改變。動物遷移造成農藥的長距離散布，除前麵述及的農藥進入大氣中散布外，另一個方麵就是動物的遷移，包括人的傳帶。動物遷移造成農藥遠距離散布主要取決於兩個因素：動物遷移速率和距離。隻有當農藥在動物體內代謝較慢而動物遷移速度快、遷移距離遠，才可能造成農藥遠距離散布。例如燕子每年由歐洲飛去南非，或遷回歐洲，燕子取食昆蟲，而昆蟲接受了農藥，這樣燕子如果被南非捕食性禽類所吃掉，這樣農藥就從歐洲被散布到了南非洲。
二、農藥對人體健康的危害農藥利用率一般為１０％，約９０％殘留在環境中。環境中的農藥汙染主要是通過生物和食物鏈的富集作用，使各類食品中農藥的殘留濃度劇增，人類食用汙染食品後，對人體造成危害。還可以通過呼吸道和皮膚危及人體健康（圖９１）。
圖９１環境中農藥進入人體的途徑示意圖（引自郎藝珠，稍作修改）１急性毒作用農藥進入人體後，首先進入血液，然後通過組織細胞膜和血腦屏障等組織到達作用部第九章農藥的環境毒理學１５５位，引起中毒反應。短期內攝入大量農藥，尤其是有機磷農藥，會引起急性中毒。有機磷農藥是一種神經毒劑農藥，其毒理作用是抑製體內膽堿酯酶，使其失去分解乙酰膽堿的作用，造成乙酰膽堿聚積，導致神經功能紊亂，出現一係列症狀，如惡心、嘔吐、流涎、呼吸困難、瞳孔縮小、肌肉痙攣、神誌不清等。
２慢性毒作用長期接觸農藥可以引起慢性中毒。如有機磷農藥慢性中毒主要表現為血中膽堿酯酶活性顯著而持久地降低，並伴有頭暈、頭痛、乏力、食欲不振、惡心、氣短、胸悶、多汗，部分病人還有肌束纖顫等症狀。有機氯農藥慢性中毒，主要表現為食欲不振、上腹部和肋下疼痛、頭暈、頭痛、乏力、失眠、噩夢等。接觸高毒性農藥（如氯丹和七氯化茚等）會出現肝髒腫大、肝功能異常等症狀。
３在人體內蓄積如有機氯農藥的脂溶性決定了它們在人體脂肪中的蓄積。
４對酶類的影響許多有機氯農藥可以誘導肝細胞微粒體氧化酶類，從而改變體內某些生化過程。此外，有機氯農藥對其他一些酶類也有一定的影響。如有機磷農藥進入人體後，即與體內的膽堿酯酶結合，形成比較穩定的磷酰化膽堿酯酶使膽堿酯酶失去活性，喪失對乙酰膽堿的分解能力，造成體內乙酰膽堿的蓄積，引起神經傳導生理功能的紊亂，出現一係列有機磷農藥中毒的臨床症狀。
５對神經係統的作用有機磷農藥急性除出現前述常見症狀外，還可引起患者中樞神經係統功能失常，出現共濟失調、震顫、思睡、精神錯亂、抑鬱、記憶力減退和語言失常等。
６對免疫功能的影響有機氯農藥在這方麵的影響曾有不少報道。有機磷農藥對免疫功能的影響主要表現在兩個方麵：一方麵是某些農藥可使機體發生致敏作用。這是由於某些有機磷化合物具有半抗原性，它們可與體內蛋白質等結合成為複合抗原，從而產生抗體，使機體發生過敏反應而損害機體健康。另一方麵是某些農藥本身具有免疫抑製作用。例如，敵百蟲可使受試動物的網狀內皮係統的吞噬功能下降，從而降低機體的抵抗力。
７生殖機能的影響有機氯農藥對生殖機能的影響主要表現在使鳥類產蛋數目減少，蛋殼變薄和胚胎不易發育，明顯影響鳥類的繁殖。此外，有機氯農藥對哺乳動物的生殖功能也有一定影響。有機磷農藥如敵敵畏和馬拉硫磷能損害大鼠的精子；敵百蟲和甲基對硫磷能使大鼠的受孕和生育能力明顯降低。
三、推廣生物農藥，減少化學農藥化學農藥在一定範圍內，在穩定糧食生產，保護植物安全方麵做出了重要貢獻。在相當長的一段時間內，化學農藥不可替代。但同時也要看到，化學農藥的使用給環境及人類健康帶來了不可逆轉的破壞。研究低毒、安全、穩定、高效的低毒農藥，特別是生物源農藥是一個１５６第二篇各論Ⅰ—不同環境因素的毒作用趨勢。生物農藥對農業的可持續發展、農業生態環境的保護、食品安全的保障等提供了物質基礎和技術支撐而受到越來越廣泛的關注與厚愛。
生物農藥主要包括微生物農藥、農用抗生素和生化農藥三種類型。生物農藥的主要特點為：①高效、對人畜無毒、不汙染環境；②具有專一性；③對植物無毒害，保證產品質量；④不易產生抗性。由於生物農藥的作用方式特殊，是自然界中本身存在的微生物或其產物，因而生物農藥對人類和環境的潛存危害比有機合成的化學農藥小得多。微生物農藥由於對人畜安全、無毒、不殺傷天敵昆蟲，選擇性較強，對生態環境影響小，不易使害蟲產生抗性，因而越來越多地應用於蟲害防治。
目前已有多個生物農藥產品獲得廣泛應用，如蘇雲金芽孢杆菌（Ｂａｃｉｌｌｕｓｔｈｕｒｉｎｇｉｅｎｓｉｓ）、井岡黴素（ｊｉｎｇａｎｇｍｙｃｉｎ）、中生菌素（ｚｈｏｎｇｓｈｅｎｇｍｙｃｉｎ）、武夷菌素（Ｗｕｙｉｅｎｃｉｎ）及除蟲菊素（ｐｙｒｅｔｈｒｉｎｓ）、苦參堿（ｍａｔｒｉｎｅ）、芸苔素（ｂｒａｓｓｉｎｏｌｉｄｅ）等；然而目前我國生物農藥品種結構還不夠合理，突出體現在生物農藥產品與生物防治技術還比較落後，無法滿足農業生產需求。生物農藥的協同增效、適宜劑型、功能助劑等配套技術成為製約生物農藥和生物防治的技術瓶頸。
當今在微生物活體、天敵昆蟲、微生物代謝產物、植物源農藥和昆蟲病毒類農藥以及在基因及化學調控、植物免疫誘導抗性和ＲＮＡｉ幹擾等領域開展新型生物農藥的創新與探索得到了快速和令人鼓舞的發展。生物農藥的產生受到社會關注，生物農藥的研發對生態環境、農業發展和人類健康都有著非常重大的意義。