環境質量評價中的生物指示與生物監測

Bernd Markert，王美娥，Simone Wünschmann，陳衛平，*

(1.Environmental Institute of Scientific Networks(EISN－Institute)，Fliederweg 17，D－49733 Haren，Germany;2.城市與區域生態國家重點實驗室，中國科學院生態環境研究中心，北京 100085)

人為或自然因素干擾使生物生存的環境及環境條件發生了變化，因此生物對環境變化的響應包含了一定的環境信息，人類由此可以通過觀測生物反應獲得有關環境變化的信息。在生物科學發展史上，這種借助于生物的手段以獲取環境信息的研究大致經歷了3個階段，即:1)1950年之前的描述和觀測生物學時期;2)上世紀后半葉環境科學興起和發展時期(1950—2000年);3)以及當前“新”“舊”生態學結合時期。這個時期以可持續發展為科學目標，包括對生物技術及先進的通訊、信息技術應用［1］，有關環境質量的信息可以通過生物指示或生物監測的方式精確獲得。

本文擬通過對生物指示與生物監測技術的理論基礎、方法手段、應用現狀及案例的綜述，指出該技術在實際應用中存在的問題以及發展前景，為生物指示與生物監測技術在環境質量評價中的合理利用提供指導。

1 生物指示與生物監測的概念、目的和意義

“生物指示”的定義最先于1980年由Müller提出:“生物指示簡化了生物系統的復雜反應，生物指示物的反應能夠用來評估整個生物系統對環境變化的響應?！保?］。因此，生物指示與生物監測技術能夠被用于觀察極端影響因子對生態系統的影響及其長期變化，或不同地點之間環境效應的差異(例如污染區和清潔區之間)［1，3－4］。我國環境科學家沈韞芬在20世紀90年代初指出，生物指示與生物監測的目的是希望在有害物質還未達到受納系統之前，在工廠或現場就以最快的速度把它監測出來，以免破壞受納系統的生態平衡;或是能偵察出潛在的毒性，以免釀成更大的公害［5］。

對于生物指示和生物監測的定義以及相關術語的解釋在國際學術上還未達到統一認識。在前期的理論基礎上，對各種生物指示物與生物監測物進行了以下定義［6－7］:

1)生物指示物 指包含了周圍環境(或部分環境)質量有關信息的某個生物、或生物的某個組成部分，或一個生物群落;生物監測物往往也是生物指示物，但是一個生物指示物不一定符合生物監測物的要求。

2)主動生物指示物(生物監測物) 指實驗室里培養的生物指示物(監測物)，能夠以穩定的形態在特定時間內暴露于野外，暴露結束后，記錄和分析生物指示物(監測物)對暴露的響應以及所吸收的外源物質。

3)被動生物監測物 指用于記錄環境暴露的自然生態系統中的生物。

4)累積性指示物/監測物 指從周圍環境中積累一種或幾種元素和/或化學物質的生物。

5)效應或響應指示物/監測物 指生物暴露于某種或多種元素或化學物質時，所產生的特定的或非特定的響應。這些響應包括水平變化，如:形態上、組織或細胞結構、生物代謝過程、個體行為或種群結構等。

圖1 圖解說明響應指示物、累積指示物以及效應/影響指示物［1］Fig.1 Illustration of the terms reaction，accumulation and effect/impact indicator［1］

近年來“累積指示物”和“效應指示物”這2個名詞大量出現在文獻中，這2種指示物反映了生物過程的2個方面。生物對污染物暴露的響應主要表現為生物體對污染物的累積，在累積系數較高的情況下，至少有一種效應指示物/監測物能夠達到檢測水平，例如:細胞水平上的形態變化，許多無脊椎動物在積累重金屬之后所能夠形成含金屬的胞間顆粒。然而，如圖1［1］所示，通常情況下只有在生物累積了足夠的化學物質后，細胞間或細胞內的化學物質濃度才達到產生效應的水平，這種

效應往往能夠被監測到。因此，人們認為“累積指示物”和“效應指示物”在較廣泛的意義上可以被稱為“響應指示物”。

由于生物指示與生物監測在一定程度上反映了生態系統污染或退化的程度，因此，通過生物指示物研究至少可以獲得有關所處生態環境的以下2種不同信息:第一、簡單綜合的信息;第二，高度特定的信息。而后者所包含的信息非常詳細和精確，具有較強針對性并且可以復制。為了要達到這些目的，沈韞芬認為:首先，要選擇好監測的類型，要求在一系列的監測定位點上的數據能反映出種群、群落或生態系統的質量變化;第二，要確定連續監測、周期監測和臨時監測的地點;第三，要確定測試的終點、參數或其它對保持環境優佳狀況的關鍵因子，包括物理、化學、生物學的特征;第四，要建立一個專業性的協調委員會來統一適宜的監測方法，如選定測試終點，建立標準方法，進行合理的推理、判斷和裁決。第五，要建立監測的優選權［5］。

此外，生物對污染物的敏感性并不能作為生物指示物篩選的唯一條件，對污染物的過度敏感會導致敏感生物的種群密度下降，從而使敏感程度較高的物種與敏感程度一般的物種之間發生直接或間接的競爭關系。目前為止，普遍認為單一物種的生物指示物不可以用來指示污染物對整個生態系統所產生的生態效應［8］。

2 環境變化的生物信息

在生物指示研究中，首先需要獲得特定、詳細的生物系統信息，如污染物與生物(指示生物)效應之間的關系。圖2在污染物脅迫下，復雜生態系統中產生的能夠通過生物指示及生物監測所反映的相互作用及其變化［8］。

關于生物指示物/生物監測物里所指的“信息”，通常是指特定生物指示物/監測物所觀察到或監測到的由環境變化引起的生物不良反應。由于目標污染物與其它環境組分之間的關系極其復雜［9］，生態系統組成成分具有多功能和多結構的特點，污染物與生物指示物之間的相互作用通常難以解釋。如圖2所示，污染物A與污染物B的相互作用不僅僅是簡單的協同或拮抗關系［10－11］，污染物A和B的吸收途徑、作用位點以及代謝方式都無法被全面解釋和了解。

3 儀器分析技術與生物指示與生物監測技術的比較

由于儀器化學分析(定性和定量分析)和生物指示(污染控制的定性技術)與生物監測(定量技術)這2種生物檢測技術具有很多相似之處，因此有必要對這二類分析技術進行比較。

3.1 儀器分析技術和生物指示與生物監測技術

有關儀器分析的詳細技術途徑見圖3［4］，這些技術概括了化學物質的典型儀器分析過程，包括利用光譜儀和光度儀分析酶活性或其它與生態系統有關的指標。光譜儀法的普遍原理是:在特定的波長下利用光度儀原子吸收光譜等離子體分析待測樣品，并進行定量，分析過程中采用標準物質進行質量控制。采樣過程以及樣品的前處理是儀器分析誤差產生的主要來源，誤差率分別高達1000%和300%。

圖2 復雜生態系統中有關污染物的相互關系以及對生物指示和生物監測的影響［4，10-11］Fig.2 Simplified representation of complex(eco-)system interrelations with regard to a pollutant，and consequences for bioindication and biomonitoring［4，10-11］

圖3 光譜技術和生物指示物/生物監測物技術之間的比較;在實踐中，儀器分析通常是生物指示技術中不可分割的部分［4］Fig.3 Comparison of measurements performed by spectrometers and bioindicators/biomonitors.In practice，instrumental measurements are often an integral part of bioindication［4］

儀器分析與生物指示分析的直接比較見圖3［4］。由圖可知，由于生物指示技術通常需要整合儀器分析過程，實驗室里研究生物指示物在很大程度上依賴于儀器分析，通過儀器分析從生物指示物中獲取信息。在實際實驗室操作中，生物指示與生物監測技術和儀器分析所面臨的共同問題是樣品采集的代表性問題，即所采的樣品必須能夠代表所要解決的科學問題［12－15］。

3.2 生物指示和生物監測技術的精確性和準確性

生物指示與生物監測除了與儀器分析一樣需要具有高度代表性的樣品作為分析對象或者指示物以外，儀器分析中的許多操作規程和質量控制條件也適合于生物指示與生物監測。近20a來，儀器分析研究中對“精確性”(重復性)和“準確性”(真實性)的定義進行了嚴格的區分(圖4)［8］。“精確性”的目的是為了跟蹤和消除分析過程中產生的誤差，如測試儀器穩定時間不足所產生的誤差(儀器特定的失調)。對于一般分析過程，1%—5%的精確度可以滿足大部分儀器分析的要求。然而，僅僅因為能夠重復出現某個信號并不能說明分析程序的準確性，這是因為不管精確性多高的數據也會出現嚴重偏離樣品的“真實”(如元素等)含量的現象。因此，只有在整個分析過程都處于嚴格的質量控制條件下才能獲得準確的分析結果，并且精確性和準確性的檢驗必須貫穿于整個分析過程。目前，有2種基本方法用于檢驗分析結果的準確性:1)使用標準物質;2)比較不同實驗室之間單獨分析所獲得的結果。

圖4 分析化學的精確性(可重復性)和準確性(真實性)的圖解［8］Fig.4 Illustration of the terms“precision”(reproducibility)and“accuracy”(the“true”value)in analytical chemistry［8］

3.3 生物指示與生物監測技術的定量校準

與儀器分析相比，生物指示與生物監測技術的最大缺陷是定量校準的問題，即，生物系統的定量校正，因此，生物反應通常無法定量指示污染物暴露或環境質量［4］。隨著生物指示與生物監測研究的日益深入，發現了越來越多的環境污染生物指示物，然而符合環境質量指示標準的，可以用來作為主動或被動生物監測物的自然界生物卻很少。通過分析生物指示物個體對某種污染物的積累并不能獲得這種污染物在環境中的濃度，如圖5［6］所示，環境濃度和生物體內積累量之間是一個坪特性曲線的關系。許多植物和動物在污染物的環境濃度較低的情況下表現出很高的累積系數，但是當環境濃度升高時，累積系數急劇降低。并且，由于一般情況下環境污染物生物都是通過主動吸收的途徑進入生物體內，許多生物在較寬的污染物濃度范圍內都能夠保持較低的吸收系數［4］，只有在污染物濃度超過急性毒性濃度時，生物體調節機制才會被破壞，從而導致污染物累積量大幅度增加。只有當污染物通過被動擴散途徑進入生物體內時，生物體對污染物的累積與環境污染物濃度之間才會出現線性關系，但是被動擴散途徑在生物體吸收無機污染物如金屬化合物時較少出現?？傊?，生物指示物與生物監測物和環境污染物濃度之間的關系并非線性關系，而是對數關系。盡管對數方程中的線性關系可以通過數學轉化得到，但是這2個參數之間的線性關系只局限于很小的濃度范圍內。因此，只有在這種線性關系與儀器分析的校正線性關系可等同的情況下，生物反應才能夠為其所處的環境提供明確的定量信息。

圖5 被監測環境污染物濃度與生物體內污染物濃度之間的關系［6］Fig.5 Correlation between the environmental concentration of thepollutantto be monitored and the concentration in the organism［6］

綜上所述，因此，生物指示物的定量標準化是目前生物指示與生物檢測技術研究中的最大挑戰，而且同一個生物指示物的不同使用者之間在分析方法和分析條件上的規范統一也是今后生物指示物利用中需要明確和真正關注的問題。

3.4 生物指示與生物監測技術的應用規范

在化學分析領域中，實驗室之間通過比較同一個真實樣品的測試結果來優化和統一各自的分析方法。因此，在生物指示與生物監測的“校正”過程中，不同實驗室也必須統一使用同一個指示物，并在統一的實驗條件下進行。由于生物試驗往往高度標準化，重復性較好，并廣泛應用于生物指示研究的各個領域，因此在實驗室實際操作過程中不存在操作程序上規范統一問題。因而唯一需要強調的是項目設計中不同研究團隊之間合作的問題，項目設計包括測試指標、感應器以及記錄方法等的選擇，以及信息傳遞和信息技術，需要考慮時間和空間尺度。通過不同研究團隊的相互合作，對所得出的結果進行比較，以校正生物指示與生物監測結果的“準確性”。在比較的過程中需要考慮的主要問題是:針對同一現象，通過不同技術手段(如遙感和原位)所獲得的觀測結果之間的關聯性問題［16－17］。

4 生物指示與生物監測整合技術及其應用

生物指示與生物檢測技術必須能夠為準確評價生態系統的污染或退化程度提供信息，不是一個針對具體環境狀況的“環境監測儀器”，而是一個對不同生物指示與監測系統有著與其它環境參數相關聯的綜合技術，能夠對環境污染狀況進行明確的評價，其發展目標是保護人體和環境健康。

4.1 人體健康風險評價和預測

圖6［4］表示了一個完整的利用生物指示與生物監測技術支撐的動態環境監測系統。系統根據監測目標或科學導向框架選擇和重組試驗參數，并且為了能夠綜合監測環境，人和環境這兩個調查主體，以及由此派生的人體毒理學和生態毒理學原理都與各種“工具箱”和檢測項目(“工具”，如生物測試)相聯系。

圖6 人類和生態毒理學綜合方法中生物指示工具箱模型的分層結構［4］Fig.6 Possible hierarchical structure of a bioindicative toolbox model for integrative approaches in human-and ecotoxicology［4］

如圖6［4］所示，系統由6個工具箱所組成，前兩個主要來源于環境研究，分別為數據DAT和趨勢TRE。DAT包含一整套有關被調查(生態)環境的全部可獲得數據:包括純儀器檢測得到的數據如氣象球數據，還包括工作場所的飲用水、食物或空氣中物質的最大容許濃度，以及相關的可接受的每日攝取量ADI和無效應劑量NO(A)EL。工具箱TRE包含有關趨勢的數據，這些數據主要由國家環境樣品庫幾年的調查結果組成，或者是國家和國際上的長期研究結果［18－20］。TRE可以利用后續的工具箱針對人類的數據庫HSB和針對環境的數據庫ESB來判斷環境特征以及進行趨勢預測［21］。藥品工具箱MED包含所有用于亞慢性和慢性毒理學血液病和化學臨床調查的常規方法，生態系統工具箱ECO由特定生態系統相關的所有生物指示與生物監測系統和檢測物組成，使其更適用于被監測的特定狀況。所有工具箱的數據必須是相互聯系的，以便能夠用來評價一個群體中每個特定小組的平均健康風險，或者通過組成網絡結構來預設最高風險值。這種風險評價方式能夠充分利用當前科學水平下的所有基于污染物生態效應及劑量－效應關系所獲得的毒理學限值［21］。

由于不能利用人類進行毒理學試驗，只能依賴于工作場所的經驗以及中毒案例來進行風險評價和評估。此外，除了個體案例的檢驗報告以外，必須通過對暴露人群和控制人群的流行病學調查來確定物質的致病效應。由于模擬模型往往已經考慮到了所有能收集到的數據，同時還能夠整合沒有直接相互作用的參數，因此，開發和利用信息技術為基礎的模擬模型在人體健康生物指示與生物監測中具有十分重要的作用。這些數據來源于流行病學、免疫學、毒物代謝動力學和代謝學研究以及構－效關系。

正如Markert所指出的那樣，這些不同工具箱之間所組成的網絡不僅詮釋了生物指示與生物監測的整體概念，而且還概括了多元標記生物指示MMBC的概念［4］。

4.2 環境樣品庫

環境樣品庫的主要目的包括:1)提供環境樣品的生態毒理學信息;2)在盡可能保持原有性質的條件下長期保存環境樣品［22］。

具體目標有以下幾點［12，21，23］:1)檢測采集樣品時沒有被確認為污染物的物質濃度，或者由于當時缺乏精確的分析技術而沒有檢測的污染物濃度(回顧性監測);2)檢驗當前或者未來環境行業所制定的禁止和限制條例正確與否;3)定期監測樣品存儲前已經被確認為污染物的物質濃度;4)預測本地的、區域的和全球的污染趨勢;5)描述標準化的采樣方法;6)記錄樣品儲存的條件。

德國環境樣品庫計劃指出，特定地區的污染狀況不能僅僅依賴于某一個生物指示物［12］。因此，只有一整套生物指示物才能夠客觀地反映出生態系統中的污染物狀況，表1［12］和圖7［14］列出了德國聯邦環境樣品庫(ESB)中所保存的生物標記物及其在生態系統水平上的相互聯系。

表1 德國聯邦樣本庫中的樣本物種［12］Table 1 Sample species from the German Federal Environmental Sample Bank［12］

中國上海環境樣品庫是由上海原子核研究所在上海環境科學研究院配合下于1998年開始建立，上海地區首批入庫的典型樣品有:蘇州河水、底泥和大氣飄塵樣品［23］。

4.3 生物指示技術在北京市土壤重金屬污染風險評價中的應用

土壤微生物能夠通過分泌胞外酶來促進土壤有機質分解及含氮化合物的轉化［24］，因此，土壤酶活性反映了物質循環中微生物代謝過程的動態變化，并且能夠作為敏感生物指示物來監測導致土壤質量退化的環境脅迫。重金屬能夠抑制包括酶促過程的土壤微生物活性［25－27］，在土壤組分如有機碳或總氮含量不發生變化的情況下，土壤酶活性對重金屬污染會產生較顯著的響應。土壤中的脲酶有助于向土壤植物或微生物的生長和繁殖提供碳源和氮源［28］。這種酶能夠在細胞水平上監測到由于重金屬污染引起的土壤微生物代謝活動變化［29－30］。

圖7 德國聯邦環境樣本庫中生態系統水平上的樣本物種［14］Fig.7 Selected sets of sample species at the ecosystem level for the German Federal Environmental Sample Bank［14］

對北京市建成區表層土壤脲酶活性與重金屬Cd、Cu、Zn、Pb濃度的對數之間的相關關系可以分為以下三類，即:二次相關關系，如與Cd濃度;線性正相關關系，如與Cu和Zn;線性負相關關系，如與Pb(圖8)。盡管Kizilkaya的研究發現，農田土壤中 Cd、Cu和Pb的濃度分別在0.95—3.20 μg/g、23.05—96.68和76.10—210.43時，這3種重金屬含量與土壤脲酶活性沒有顯著相關性［31］，Zhang對青藏高原的土壤脲酶與土壤重金屬濃度的研究發現，3.7—59.4 μg/g的Cd濃度以及19.7—481.7 μg/g Zn濃度顯著地抑制了土壤脲酶活性，然而1.1—135.7 μg/g和13.05—495.88 μg/g的Pb和Zn與土壤脲酶活性沒有顯著相關性［32］。Doelman和Haanstra的研究表明，在幾種土壤類型中，Cd在砂壤土中對土壤脲酶的半效應濃度EC50最低為30 μg/g;Cu在沙土中的EC50最低為680 μg/g;Pb在粘土中的EC50最低為1340 μg/g;而Zn在沙質泥炭土中的EC50最低為70 μg/g［33］。綜上所述，重金屬對土壤脲酶的抑制作用不僅與土壤中的重金屬濃度有關，并且與土壤性質有關，而且只有在土壤重金屬濃度較高的情況下才表現出顯著的抑制作用。

此外，由于Cu和Zn元素為微生物生長的必需元素，因此，在一個適宜的濃度范圍內，土壤Cu和Zn含量的增加能夠促進微生物活性。然而，由于Pb對于微生物是有毒元素，因此，土壤Pb濃度的增加會抑制土壤微生物的活性。從圖8中可以看出，北京市土壤中的Cd、Cu和Zn濃度與脲酶活性之間沒有顯著相關關系，但是，土壤Pb濃度與土壤脲酶活性呈顯著負相關關系。然而，北京市土壤脲酶活性仍然不能單獨作為土壤Pb污染的生物指示物，這是由于土壤Pb濃度只能解釋10%的顯著性。

4.4 水體污染的生物指示與生物監測技術在中國的應用現狀

與土壤生態系統相比，水生生態系統的生態系統組成成分及其相互作用較為簡單，因此水體污染的生物指示與生物監測研究較為普遍。通常用于水生生態系統生物指示與生物監測的生物有動物、微生物和植物，對生物指示物的選擇也涉及從分子到細胞、組織、個體和種群群落等不同生態系統水平。中國國學者在過去幾十年所開展的河流、湖泊、水庫和近海的水污染生物監測方面工作取得了很大的成績，不少學者利用底棲動物、浮游動物－原生動物、藻類監測評價我國很多重要水體的水質現狀、污染程度及其發展趨勢。

圖8 脲酶與重金屬Cd、Cu、Zn、Pb濃度的對數之間的相關關系Fig.8 Relationship between urease acitivities and concentrations of Cd，Cu，Zn and Pb in Beijing urban soils

底棲生物指數法評價水質在我國已有近30a的歷史，底棲生物多樣性指數如Shannon多樣性指數以及BI指數被廣泛應用于湘江［35］、長江［36］等的水質評價。以水體原生動物作為指示生物的生物指示與生物監測技術應用中最為重要的是聚氨酯泡沫塑料塊(Polyurethane Foam Unit，PFU)微型生物群落監測方法，該方法于1969年，由美國佛吉尼亞工程學院及州立大學環境研究中心的Cairns創建，根據生物地理平衡模型及微型生物在PFU上群集過程中的3個功能參數，即，平衡時的物種數量、群集曲線斜率(或群集常數)和達到90%平衡物種數量的時間的變化，來評價水質和監測水污染。1982年由中國科學院水生生物研究所沈韞芬引進國內后并加以改進與完善，在廢水處理、河流污染及其自凈生物監測方面被廣泛應用。例如，徐潤林等及許木啟等利用PFU原生動物群落特征監測了珠江廣州市段及北京通惠河的水質以及安江－鄱陽湖口重金屬污染情況［37］。浮游植物中的硅藻、顫藻、裸藻、衣藻、柵藻等也是水體生物監測中常見的指示生物。藻類是水生生態系統中的初級生產者，所有進入水體的物質首先被藻類所吸收，同時藻類作為一種結構簡單的生命體對水體污染物的敏感性較強。在中國，利用藻類進行水質和水體污染生物監測的研究較多?？傮w上可以根據藻類群落結構特征以及藻類生理生化指標如葉綠素含量等來對水質進行監測。王旭和朱根海等根據南麂列島附近潮間帶的底棲藻類的生態種群、密度、形狀與環境質量的關系，實現了對該地區的監測目的［38］。

除了利用以上這些低等生物在群落結構水平上對水生生物進行生物監測以外，利用較為高等生物如魚類，從分子水平進行生物指示與生物監測也是目前水生生態系統生物監測的研究熱點。例如:計勇等以無污染飼養鯽龜為監測生物，以鯽魚腦組織總抗氧化能力為生物指示物，采取主動生物監測法(ASM)對太湖北部梅粱湖與貢湖污染區進行生物監測［39］。許多水體污染物“三致”效應的生物監測研究成果已經被例如國家環境監測的標準方法中［40］，例如，污染物致突變性試驗已經被建設部列入城市供水水質檢驗方法標準中，而蠶豆根尖微核試驗已經被列入了國家環保部編制的《生物監測技術(水環境部分)》，并受到了廣泛的應用。水體原生動物是理想的環境指示物，能夠從不同層次直接反映出水體的污染狀況。

4.5 苔蘚在大氣污染生物指示與生物監測中的應用

苔蘚植物結構簡單，葉片一般上只有單層細胞，沒有保護層，吸附性強，其營養來源主要是大氣。苔蘚植物對大氣污染的敏感性是種子植物的10倍［41］。以苔蘚為指示生物，通過分析植物組織中的污染物濃度，可以直接監測大氣污染、分析大氣重金屬沉降的時空分布、污染物遷移及其來源。自20世紀70年代開始，苔蘚袋法已經被廣泛應用于大氣污染的監測。Cao等利用苔蘚袋法研究了城市大氣中S、Cu、Pb、Zn元素的時空分布［42］。陳龍等利用苔蘚植物，結合大氣凈度指數法與金屬(Mn、Fe、Cu、Cr和Pb)含量化學分析法評價了沈陽市的大氣質量狀況［41］。

圖9 環境生物指示用于人體健康預防的發展途徑［43］Fig.9 Possible tracks to follow from environmental monitoring to human health［43］

5 展望

總之，生物指示與生物監測技術(圖9)［43］在生態環境科學研究領域中非常有意義，然而，整合技術的發展是生物指示與生物監測研究的最終目標，而整合技術應用的關鍵在于必須預先制定一個跨學科的總體方案以及成立研究團隊，并且能夠針對特定的要求對研究團隊進行快速、靈活的調整，以便不同學科之間進行快速信息交流。此外，也需要考慮到文化、環境質量以及人體健康之間的相互關系。圖9［43］表示了生物指示與生物監測技術自20世紀80年代傳統的以環境污染定性和定量為目標，到現在以建立環境生物指示與人類健康之間的聯系為目標，發展到將來以建立人體健康預防的整合技術為目標的發展過程。從圖中可以發現，從目前的生物指示與生物監測技術水平發展為更為整合的生物指示與生物監測技術的過程中會出現一個“瓶頸”現象。顯然，這個“瓶頸”的產生是由于不同研究團隊之間缺乏充分交流與合作的原因。為了克服這個障礙，必須要關注以下2個重要的問題:

1)使用綜合教科書在高校對毒理學家們進行統一培訓;

2)設立如圖9所示的共同科學項目。

尤其針對第二點，需要開發跨學科術語、樹立共同目標和發展共同的方法，最后成功的啟動研究項目。

［1］ Markert B A，Breure A M，Zechmeister H G.Bioindicators and Biomonitors:Principles，Concepts and Applications.Amsterdam:Elsevier，2003:35－50.

［2］ Müller P.Biogeographie.Stuttgart:UTB，Ulmer－Verlag，1980:123－136.

［3］ Markert B，Fraenzle S，Fomin A.From the biological system of the elements to biomonitoring//Merian E，Anke M，Ihnat M，Stoeppler M，eds.Elements and Their Compounds in the Environment.2nd ed.Weinheim:Wiley－VCH，2002:66－78.

［4］ Markert B A，Breure A M，Zechmeister H G.Definitions，strategies and principles for bioindication/biomonitoring of the environment//Markert B A，Breure A M，Zechmeister H G，eds.Bioindicators and Biomonitors:Principles，Concepts and Applications.Amsterdam:Elsevier，2003:3－39.

［5］ Shen Y F.Biomonitoring//Shen Y F，ed.New Micro－Biomonitoring Technology.Beijing:China Architecture ＆ Building Press，1990:100－114.

［6］ Markert B，Oehlmann J，Roth M.General aspects of heavy metal monitoring by plants and animals//Subramanian G，Iyengar V，eds.Environmental Biomonitoring－ Exposure Assessment and Specimen Banking，ACS Symp.Ser.654.Washington DC:American Chemical Society，1997.

［7］ Markert B，Wappelhorst O，Weckert V，Herpin U，Siewers U，Friese K，Breulmann G.The use of bioindicators for monitoring the heavy－metal status of the environment.Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry，1999，240(2):425－429.

［8］ Markert B.The biological system of the elements(BSE)for terrestrial plants(glycophytes).Science of the Total Environment，1994，155(3):221－228.

［9］ Zhou Q X，Kong F X，Zhu L.Ecotoxicology.Beijing:Science Press，2004.

［10］ Sun F H，Zhou Q X.Metal accumulation in the polychaete Hediste japonica with emphasis on interaction between heavy metals and petroleum hydrocarbons.Environmental Pollution，2007，149(1):92－98.

［11］ Zhou Q X，Cheng Y，Zhang Q R，Liang J D.Quantitative analyses of relationships between ecotoxicological effects and combined pollution.Science in China Series C:Life Sciences，2004，47(4):332－339.

［12］ Klein R.Retrospektive Wirkungsforschung mit lagerf?higen Umweltproben//Oehlmann J，Markert B，eds. ?kotoxikologie－?kosystemare Ans?tze und Methoden.Ecomed，Landsberg，1999:285－293.

［13］ Keith L H.Principles of Environmental Sampling.ACS Professional Reference Book.Washington，DC:American Chemical Society，1988.

［14］ Klein R，Paulus M.Umweltproben für die Schadstoffanalytik im Biomonitoring.Jena:Gustav Fischer，1995.

［15］ Rasemann W，Markert B.Industrial waste dumps－sampling and analysis//Meyers R，ed.Encyclopedia of Environmental Analysis and Remediation，Vol.4.New York:Wiley ＆ Sons，1998:2356－2373.

［16］ Roots E F.Environmental Information－Autobahn or maze?//Schroeder W，Fraenzle O，Keune H，Mandy P，eds.Global Monitoring of Terrestrial Ecosystem.Berlin:Ernst＆ Sohn Verlag für Architektur und Technische Wissenschaften GmbH，1996:3－31.

［17］ Smodi? B.IAEA approaches to assessment of chemical elements in atmosphere//Markert B A，Breure A M，Zechmeister H G，eds.Bioindicators and Biomonitors:Principles，Concepts and Applications.Amsterdam:Elsevier，2003:875－902.

［18］ Duvigneaud P.Denayer－De Smet S.Biological cycling of minerals in temperate deciduous forests//Reichle D E，ed.Ecological Studies I:Temperate Forest Ecosystems.Berlin:Spring－Verlag，1973:199－199.

［19］ Likens G E，Bormann F H，Pierce R S，Eaton J S，Johnson N M.Biogeochemistry of A Forested Ecosystem.Berlin:Springer Berlin，1977.

［20］ Ellenberg H，Mayer R，Schauermann J. ?kosystemforschung，Ergebnisse des Solling－Projektes.Stuttgart:Ulmer，1986.

［21］ Kettrup A A F.Environmental specimen banking//Markert B A，Breure A M，Zechmeister H G，eds.Bioindicators and Biomonitors:Principles，Concepts and Applications.Amsterdam:Elsevier，2003:775－796.

［22］ Wagner G.Einsatzstrategien und Me?netze für die Bioindikation im Umweltmonitoring.Bayreuth:Einforma，1992:1－8.

［23］ Zhang Y X，Wang Y S，Qian Y E，Tan M G，Zhi M，Li D Y，Cheng F，Shen W G，Zhang G L.The present state and further development of environmental specimen bank in Shanghai.Nuclear Techniques，2001，24(1):69－72.

［24］ Anderson T H，Domsch K H.Carbon assimilation and microbial activity in soil.Journal of Plant Nutrition and Soil Science，1986，149(4):457－468.

［25］ Chaperson S，Sauvé S.Toxicity interaction of metals(Ag，Cu，Hg，Zn)to urease and dehydrogenase activities in soils.Soil Biology and Biochemistry，2007，39(9):2329－2338.

［26］ Giller K E，Witter E，Mcgrath S P.Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils:a review.Soil Biology and Biochemistry，1998，30(10/11):1389－1414.

［27］?mejkalová1 M，Mikanová O，Bor?uvka L.Effects of heavy metal concentrations on biological activity of soil micro－organisms.Plant Soil Environment，2003，49(7):321－326.

［28］ Balasubramanian A，Siddaramappa R，Rangaswami G.Effect of organic manuring on the activities of the enzymes hydrolysing sucrose and urea and on soil aggregation.Plant and Soil，1972，37(2):319－328.

［29］ Gianfreda L，Rao M A，Piotrowska A，Palumbo G，Colombo C.Soil enzyme activities as affected by anthropogenic alterations:intensive agricultural practices and organic pollution.Science of the Total Environment，2005，341(1/3):265－279.

［30］ Lorenz K，Kandeler E.Microbial biomass activities in urban soils in two consecutive years.Journal of Plant Nutrition and Soil Science，2006，169(6):799－808.

［31］ Kizilkaya R，A?k?n T，Bayrakl? B，Sagˇlam M.Microbiological characteristics of soils contaminated with heavy metals.European Journal of Soil Biology，2004，40(2):95－104.

［32］ Zhang F P，Li C F，Tong L G，Yue L X，Li P，Ciren Y J，Cao C G.Response of microbial characteristics to heavy metal pollution of mining soils in central Tibet，China.Applied Soil Ecology，2010，45(3):144－151.

［33］ Doelman P，Haanstra L.Short－ and long－term effects of heavy metals on urease activity in soils.Biology and Fertility of Soils，1986，2(4):213－218.

［35］ Liu B Y，Wang S D，Hu D L.An evaluation on pollution in the Xiang Jiang river by using zoobenthos.Acta Hydrobiologica Sinica，1984，8(2):225－236.

［36］ Lu J R，Lai W，Du N S.Studies on monitoring pollution in the south coast of the Yangtze River estuary by using zoobenthos.Journal of Ocean University of Qingdao，1990，20(2):32－43.

［37］ Xu M Q，Wang Z J.Monitoring of heavy metal pollution in the Lean Rever and Poyang Lake with zooplanktons.Chinese Journal of Applied and Environmental Biology，1996，2(2):169－174.

［38］ Wang X，Zhu G H.The relation between benthic algae and environment at the tide zones in Nanji Archipelago.Environmental Pollution and Control，1998，20(1):36－38.

［39］ Ji Y，Lu G H.Total antioxidation capability of Carassius Auratus putting in pollution area of Taihu Lake with activity biomonitoring.China Environmental Science，2010，30(3):359－399.

［40］ Zheng X Y，Zhang T P，Liu Z Q，Pan W B.A review on pollutant's carcinogenicity－mutagenicity－teratogenicity in water with biomonitoring.Chinese Journal of Ecology，2004，23(4):140－145.

［41］ Chen L，Wu Y H，Li W，Gao C.Bryophyte as an indicator of air quality in Shenyang City.Chinese Journal of Ecology，2009，28(12):2460－2465.

［42］ Cao T，Wang M，An L，Yu Y H，Lou Y X，Guo S L，Zuo B R，Liu Y，Wu J M，Cao Y，Zhu Z R.Air quality for metals and sulfur in Shanghai，China，determined with moss bags.Environmental Pollution，2009，157(4):1270－1278.

［43］ Markert B，Wuenschmanns S，Fr?nzle S，Wappelhorst O，Weckert V，Breulmann G，Djingova R，Hrpin U，Lieth H，Schroeder W，Siewers U，Steiness E，Wolterbeek B，Zechmeister H.On the road from environmental biomonitoring to human health aspects:Monitoring atmospheric heavy metal deposition by epiphytic/epigeic plants:Present status and future needs.International Journal of Environment and Pollution，2008，32(4):486－498.

參考文獻:

［5］ 沈韞芬.微型生物監測新技術.北京:中國建筑工業出版社，1990:100－114.

［9］ 周啟星.復合污染生態學.北京:中國環境科學出版社，1995:30－33.

［11］ 周啟星，程云，張倩茹，粱繼東.復合污染生態毒理效應的定量關系分析.中國科學C輯，2003，33(6):566－573.

［23］ 張元勛，王蔭淞，錢銀娥，談明光，支敏，李德義，程峰，沈衛國，張桂林.上海環境樣本庫的建立和發展.核技術，2001，24(1):69－72.

［35］ 劉保元，王士達，胡德良.以底棲動物評價湘江污染的研究.水生生物學集刊，1984，8(2):225－236.

［36］ 盧敬讓，賴偉，堵南山.應用底棲動物監測長江口南岸污染的研究.青島海洋大學學報:自然科學版，1990，20(2):32－43.

［37］ 許木啟，王子健.利用浮游動物群落結構與功能特征監測樂安江－鄱陽湖口重金屬污染.應用與環境生物學報，1996，2(2):169－174.

［38］ 王旭，朱根海.南麂列島潮間帶底棲藻類與環境的關系探討.環境污染與防治，1998，20(1):36－38.

［39］ 計勇，陸光華.污染水體的總抗氧化能力生物標志物研究.中國環境科學，2010，30(3):395－399.

［40］ 鄭相宇，張太平，劉志強，潘偉斌.水體污染物“三致”效應的生物監測研究進展.生態學雜志，2004，23(4):140－145.

［41］ 陳龍，吳玉環，李微，高謙.苔蘚植物對沈陽市大氣質量的指示作用.生態學雜志，2009，28(12):2460－2465.