稀土礦開(kāi)發(fā)過(guò)程污染物對(duì)土壤生物有效性研究進(jìn)展

孫 峰，馮秀娟

（江西理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，江西 贛州 341000）

稀土礦開(kāi)發(fā)過(guò)程污染物對(duì)土壤生物有效性研究進(jìn)展

孫 峰，馮秀娟

（江西理工大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，江西 贛州 341000）

針對(duì)稀土礦采用原地浸礦工藝開(kāi)采稀土過(guò)程中大量含有稀土、硫銨以及其他污染物的浸礦殘留液進(jìn)入周邊農(nóng)田土壤環(huán)境的現(xiàn)狀，總結(jié)了國(guó)內(nèi)外不同污染物對(duì)土壤生物有效性的研究進(jìn)展及評(píng)價(jià)方法，為研究稀土及浸礦劑硫銨對(duì)土壤蚯蚓等生物有效性的課題提供理論基礎(chǔ).旨在通過(guò)探討稀土元素及浸礦劑硫銨對(duì)土壤生物產(chǎn)生的影響，為稀土礦開(kāi)發(fā)活動(dòng)破壞周邊農(nóng)田土壤環(huán)境的生態(tài)評(píng)價(jià)提供實(shí)驗(yàn)依據(jù)及參考信息.

稀土；原地浸礦；農(nóng)田土壤；蚯蚓；生物有效性

0 引 言

稀土作為一組金屬元素的簡(jiǎn)稱(chēng)，也就是化學(xué)元素周期表中第三副族中的鑭系元素，以及元素鈧和釔，共包括17種元素.由于稀土元素具備特殊的物理化學(xué)性質(zhì)，近年來(lái)稀土在工業(yè)、農(nóng)業(yè)、國(guó)防、醫(yī)學(xué)及新材料等領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用.但常年來(lái)在稀土礦開(kāi)采冶煉和稀土分離過(guò)程中，浸礦劑硫銨的大量使用，使得稀土化合物和殘留硫銨進(jìn)入農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)，且農(nóng)田土壤中稀土元素存在富集趨勢(shì)[1]，且過(guò)量的浸礦劑(NH4)2SO4（硫酸銨）的攝入會(huì)改變土壤的肥力及pH[2].雖然稀土對(duì)人或動(dòng)物的致病作用和對(duì)蛋白質(zhì)、酶的作用仍存在爭(zhēng)議，但稀土元素的生物毒性和致病影響已引起了人們的關(guān)注[3]，因此進(jìn)入土壤的稀土及浸礦劑(NH4)2SO4（硫酸銨）對(duì)環(huán)境的生態(tài)毒理效應(yīng)問(wèn)題令人擔(dān)憂(yōu).

1 原地浸礦工藝

所謂原地浸礦工藝，大量用于離子型稀土礦，就是在不破壞礦區(qū)地表植被、不開(kāi)挖表土與礦石的情況下，劃分礦塊，開(kāi)掘若干滲井，注入浸礦劑硫銨溶液，使礦石中稀土轉(zhuǎn)入溶液形成稀土母液，進(jìn)而收集回收稀土的方法[4].

雖然該方法基本上不破壞礦山植被，不產(chǎn)生剝離物及尾沙污染，但浸礦劑硫銨的使用必然會(huì)產(chǎn)生大量含有污染物質(zhì)的殘留液以及相對(duì)利用價(jià)值較低的稀土母液進(jìn)入周邊農(nóng)田土壤，從而影響土壤生態(tài)環(huán)境.

2 污染物生物有效性概念

目前，在環(huán)境科學(xué)研究領(lǐng)域中生物有效性是一個(gè)非常重要的熱點(diǎn)問(wèn)題，且研究者們對(duì)生物有效性的定義有很多種[5-6].

K T Semple（2004）等[5]相繼提出生物有效性與生物可給性?xún)蓚€(gè)概念，生物有效性指一定時(shí)間內(nèi)化學(xué)污染物質(zhì)通過(guò)某種介質(zhì)進(jìn)入生物體內(nèi)的量；而生物可給性指一定時(shí)間內(nèi)化學(xué)污染物質(zhì)進(jìn)入生物體內(nèi)的潛在能力以及污染物質(zhì)的量.M Alexandert（2000）[6]則將生物有效性定義為化學(xué)污染物質(zhì)對(duì)生物的潛在毒性及可接觸性.而國(guó)內(nèi)有學(xué)者提出污染物的有效性是指污染物對(duì)環(huán)境的有效性，其中包括污染物對(duì)環(huán)境的物理化學(xué)有效性及生物有效性；并且將生物有效性定義為污染物以土壤環(huán)境為介質(zhì)對(duì)土壤生物有效的那部分，分為生物降解、生物攝取及生物毒性三大類(lèi).

3 污染物生物有效性研究進(jìn)展

3.1 稀土對(duì)土壤生物有效性研究進(jìn)展

3.1.1 稀土對(duì)土壤中動(dòng)物（蚯蚓）的影響

蚯蚓作為土壤生態(tài)系統(tǒng)中重要組成部分之一，對(duì)土壤生態(tài)健康具有敏感的指示作用.目前有關(guān)重金屬、農(nóng)藥污染、重金屬與有機(jī)化合物復(fù)合污染、重金屬?gòu)?fù)合污染、多環(huán)芳烴單一及復(fù)合污染對(duì)蚯蚓的生態(tài)毒理效應(yīng)研究方面比較眾多[7-12]，而有關(guān)稀土對(duì)蚯蚓的毒性響應(yīng)研究相對(duì)較少.

（1）稀土在蚯蚓體內(nèi)的富集.謝克和(1992)等[13]采用蚯蚓盆養(yǎng)法，通過(guò)喂食蚯蚓含有稀土濃度分別為0、4、40、400、1200mg/kg 的牛糞 25 d，在保證蚯蚓的最佳生活溫度、濕度等條件下；一段時(shí)間后，采用三溴偶氮胂直接光度法測(cè)量蚯蚓體內(nèi)稀土殘留量；實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：蚯蚓飼料中稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]的濃度為0、4、40mg/kg，飼養(yǎng)25 d后，測(cè)得相對(duì)應(yīng)喂食的蚯蚓體內(nèi)稀土殘留量分別為10.5、20.3、62.4mg/kg.表明蚯蚓體內(nèi)稀土殘留量隨著飼料中稀土添加量的增加而提高，稀土在蚯蚓體內(nèi)產(chǎn)生一定的富集效應(yīng).

（2）稀土對(duì)蚯蚓生長(zhǎng)繁殖的影響.謝克和（1992）等[13]研究表明，通過(guò)喂食蚯蚓含有4～1200mg/kg不等濃度的稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]的牛糞對(duì)蚯蚓繁殖性能無(wú)顯著作用，試驗(yàn)間每條蚯蚓的產(chǎn)繭數(shù)平均在 11～12 之間；當(dāng)喂食稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]含量40mg/kg的牛糞時(shí)，蚯蚓增重率較對(duì)照組高10.4%，而當(dāng)喂食稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]含量為400、1200mg/kg的牛糞時(shí)，蚯蚓體重降低，且相比對(duì)照組蚯蚓體重降低28%、30%.表明稀土對(duì)生物有“低促高抑”的生態(tài)效應(yīng)[14-16]，這與國(guó)內(nèi)外學(xué)者在稀土對(duì)生物尤其是對(duì)微生物和植物的影響的研究結(jié)果相符.

（3）稀土對(duì)蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量的影響.花日茂（2003）等[17]采用濾紙接觸染毒法，通過(guò)使不同濃度的ReCl3與LaCl3溶液接觸蚯蚓，每個(gè)處理濃度重復(fù)3次，24 h后取出并烘干至恒重，然后測(cè)定蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量.試驗(yàn)結(jié)果表明：稀土ReCl3與LaCl3溶液對(duì)蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量影響顯著，當(dāng)兩種稀土氯化物溶液濃度在100～1200mg/L區(qū)間內(nèi)，蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量呈有規(guī)律變化；100～200mg/L低濃度的稀土溶液處理的蚯蚓體內(nèi)除脯氯酸（PRO）外其余15種氨基酸含量增加，表明低濃度稀土溶液與蚯蚓接觸24 h后表現(xiàn)為促進(jìn)蚯蚓體內(nèi)氨基酸的形成，產(chǎn)生促進(jìn)作用；而高濃度1200mg/L的稀土溶液處理的蚯蚓體內(nèi)16種氨基酸含量均降低，表明高濃度稀土溶液與蚯蚓接觸24 h后則使蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量下降，產(chǎn)生抑制作用；且當(dāng)稀土濃度為200mg/L處理的蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量都達(dá)到最高.兩種稀土Re、La氯化物溶液在400mg/L濃度以?xún)?nèi)時(shí)，蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量除脯氨酸外開(kāi)始上升，且48 h內(nèi)隨著作用時(shí)間延長(zhǎng)，蚯蚓氨基酸含量總體顯著增高，并達(dá)到最高值；至120 h后，稀土氯化物溶液總體上對(duì)蚯蚓體內(nèi)氨基酸產(chǎn)生抑制作用.

3.1.2 稀土對(duì)土壤微生物的影響

唐欣昀(1997)等[15]認(rèn)為土壤微生物作為土壤生態(tài)系統(tǒng)不可或缺的一部分，參與土壤有機(jī)質(zhì)、腐殖質(zhì)以及土壤養(yǎng)分等成分的形成、分解及轉(zhuǎn)化等過(guò)程，促進(jìn)土壤肥力的增加；并且微生物對(duì)外源污染物的刺激反應(yīng)敏感，微生物代謝快、生命周期短等特點(diǎn)，因此微生物是研究稀土在土壤中累積效應(yīng)的理想指示生物[18].故選擇土壤微生物作為研究稀土對(duì)土壤環(huán)境影響的指示生物逐漸被許多研究者采納，并取得了許多研究成果.

（1）稀土對(duì)土壤微生物數(shù)量和種類(lèi)的影響.褚海燕（2000）等通過(guò)向微生物培養(yǎng)基中添加稀土鑭（La）的試驗(yàn)結(jié)果表明，培養(yǎng)基中稀土鑭（La）濃度越高，培養(yǎng)基中細(xì)菌、放線菌及真菌等微生物數(shù)量減少，且細(xì)菌在稀土鑭（La）濃度達(dá)到200mg/L以上不能存活；放線菌在稀土鑭（La）濃度達(dá)到150mg/L以上不能存活；而真菌在稀土鑭（La）濃度達(dá)到500mg/L時(shí)都還能存活40%；說(shuō)明在微生物純培養(yǎng)的情況下，稀土鑭（La）對(duì)微生物有較強(qiáng)的毒性作用，且毒性大小是：真菌＜細(xì)菌＜放線菌；稀土鑭（La）濃度小于150mg/kg對(duì)土壤硝化細(xì)菌存在強(qiáng)烈促進(jìn)作用，30mg/kg刺激最大對(duì)硝化細(xì)菌的數(shù)量增長(zhǎng)率促進(jìn)達(dá)到84%，但當(dāng)稀土鑭（La）濃度大于150mg/kg則對(duì)土壤硝化細(xì)菌表現(xiàn)抑制作用，900mg/kg抑制作用最大且抑制率達(dá)到63%和84%.

唐欣昀（1997）等試驗(yàn)表明，黃褐土中稀土La、Ce積累分別達(dá)到土壤吸附容量 （adsorption capacity，簡(jiǎn)寫(xiě)為AD）5%與10%以上時(shí)對(duì)細(xì)菌總數(shù)產(chǎn)生抑制作用；黃褐土中稀土La、Ce積累分別達(dá)到20%與10%以上時(shí)放線菌總數(shù)呈下降趨勢(shì)，對(duì)放線菌產(chǎn)生抑制作用；而黃褐土中稀土La作用下真菌數(shù)量一直呈上升趨勢(shì)，積累達(dá)30%AD時(shí)刺激作用減弱，稀土Ce積累達(dá)30%以上時(shí)，真菌數(shù)量開(kāi)始下降.因此從上述研究試驗(yàn)可以得出稀土確實(shí)對(duì)土壤微生物的數(shù)量及種類(lèi)存在顯著影響.

（2）稀土對(duì)土壤微生物種群多樣性的影響.唐欣昀（1997）等在研究鈰（Ce）對(duì)黃褐土中微生物區(qū)系影響的試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，低濃度的稀土Ce積累量達(dá)10%AD以下時(shí)，土樣中放線菌不同形態(tài)的菌落種類(lèi)有10多種；但稀土Ce積累量達(dá)20%AD以上時(shí)，放線菌菌落種類(lèi)只存2～4種，其中鏈霉菌的白孢類(lèi)群占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)（＞90%），因此表明土壤中稀土Ce高積累時(shí)放線菌種群結(jié)構(gòu)改變，種類(lèi)減少.同樣在黃褐土壤中，雖然稀土Ce增加真菌的總數(shù)，但稀土Ce高積累情況下土壤中真菌種群數(shù)也相應(yīng)減少.說(shuō)明稀土對(duì)土壤種類(lèi)微生物的種群結(jié)構(gòu)的改變產(chǎn)生一定的影響.

（3）稀土對(duì)土壤微生物的生物量的影響.蔣先軍（2000）等[19]認(rèn)為土壤微生物生物量是代表調(diào)控土壤中能量、養(yǎng)分循環(huán)及土壤有機(jī)質(zhì)轉(zhuǎn)化所對(duì)應(yīng)的微生物數(shù)量，并且可以表現(xiàn)土壤中總碳（C）或總氮（N）的動(dòng)態(tài)變化速度，是重要的生物學(xué)指標(biāo).

陳祖義（1999）等[20]研究發(fā)現(xiàn)，施用稀土的土壤中真菌和放線菌生物量較對(duì)照增加了10倍和2～3倍.而荊國(guó)芳（2002）等[21]的土培試驗(yàn)表明，La對(duì)紅壤中微生物C、N均表現(xiàn)為抑制作用，且稀土含量越高抑制作用越強(qiáng)，稀土含量到達(dá)100mg/kg時(shí)抑制效果顯著.褚海燕（2001）等[22]利用水稻盆栽試驗(yàn)得出，低濃度的稀土鑭(La)對(duì)土壤中總C、N轉(zhuǎn)化速率有少量促進(jìn)作用，但濃度達(dá)到一定程度轉(zhuǎn)為抑制作用且抑制強(qiáng)度隨La濃度增加而增強(qiáng)，在稀土La濃度達(dá)到300mg/kg時(shí)抑制效果顯著.繼而表明土培試驗(yàn)結(jié)果與水稻盆栽試驗(yàn)結(jié)果不同，因此當(dāng)以土壤微生物量作為評(píng)價(jià)稀土影響土壤生態(tài)安全的指標(biāo)時(shí)，應(yīng)著重注意植物—土的相互作用對(duì)微生物的影響.

3.1.3 稀土對(duì)土壤農(nóng)作物的影響

選用某些土壤農(nóng)作物的生長(zhǎng)及生產(chǎn)情況來(lái)評(píng)價(jià)農(nóng)田土壤的生態(tài)健康狀況已成為土壤污染評(píng)價(jià)的重要方法之一.而稀土微肥大面積被推廣的今天，過(guò)量的稀土進(jìn)入農(nóng)田土壤生態(tài)系統(tǒng)后，通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體會(huì)不會(huì)造成不良影響，目前暫無(wú)定論.

陳照喜（1995）等[23]研究發(fā)現(xiàn)，對(duì)茶樹(shù)施用一定的稀土微肥1年后，茶樹(shù)中稀土總量增加3.00mg/kg；而茶葉中稀土總量增加2.83mg/kg，鈰組稀土的含量增加了3.74mg/kg，而茶葉中釔組稀土的含量下降0.91mg/kg；說(shuō)明茶葉對(duì)鈰組稀土存在較強(qiáng)的富集作用.而胡忻（2002）等[24]通過(guò)研究稀土鑭(La)在小麥幼苗富集與幼苗生長(zhǎng)的關(guān)系中發(fā)現(xiàn)，小麥幼苗對(duì)稀土鑭(La)的富集程度隨著土壤中稀土鑭(La)的濃度增加而增加，小麥幼苗對(duì)稀土鑭(La)的富集速度及稀土鑭（La）從根系向枝葉的遷移速度與土壤中稀土鑭(La)暴露濃度呈顯著的對(duì)數(shù)關(guān)系.上述兩個(gè)試驗(yàn)均說(shuō)明土壤農(nóng)作物顯然對(duì)稀土元素存在一定的富集作用.

胡忻（2002）等[24]研究表明，當(dāng)培養(yǎng)溶液中稀土鑭(La)濃度在0.5～25mg/L區(qū)間內(nèi)，稀土鑭(La)抑制幼苗根的生長(zhǎng)，降低莖葉和根系的干重，降低水稻根系中礦物元素 （Ca、Mg、Zn、Mn） 的含量； 幼苗對(duì)稀土鑭（La）的富集量與培養(yǎng)液中稀土鑭（La）的暴露濃度呈正相關(guān)關(guān)系，富集速度及稀土鑭（La）從根系向枝葉遷移速率與培養(yǎng)液中稀土鑭(La)暴露濃度呈顯著的對(duì)數(shù)關(guān)系；而對(duì)照組或恢復(fù)組降低稀土鑭(La)用量后，水稻幼苗生長(zhǎng)速率加快，四種礦物元素含量升高.

部紅建（2004）等[25]試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，低濃度的外源稀土在紅壤、黃潮土及黃褐土等不同類(lèi)型土壤中均對(duì)剛種植油菜及大豆表現(xiàn)出促進(jìn)生長(zhǎng)作用，但對(duì)剛種植的大豆施用外源稀土用量達(dá)到13.674mg/kg時(shí)，第二季和第三季大豆產(chǎn)量表現(xiàn)減產(chǎn)現(xiàn)象，而對(duì)剛種植油菜施用外源稀土用量達(dá)到1.367mg/kg以上，油菜產(chǎn)量隨著稀土用量增加而減少.從而說(shuō)明，低濃度稀土對(duì)農(nóng)作物存在促進(jìn)作用，而高濃度稀土對(duì)農(nóng)作物存在抑制作用，這與稀土對(duì)生物有“低促高抑”[13-16]的生態(tài)效應(yīng)研究相符.

3.1.4 稀土對(duì)其他動(dòng)物生長(zhǎng)的影響

中國(guó)在20世紀(jì)80年代就開(kāi)始了稀土對(duì)動(dòng)物的生物有效性研究，并且發(fā)現(xiàn)用一定量輕稀土混合于飼料中喂養(yǎng)豬、魚(yú)、蝦、免、牛羊等家畜等動(dòng)物時(shí)，發(fā)現(xiàn)稀土能促進(jìn)家畜動(dòng)物的抗病能力、重量及存活率[26].

王永興(1998)等[27]研究發(fā)現(xiàn)，不同濃度的4種稀土離子 La3+、Sm3+、Y3+、Gd3+處理梨形四膜蟲(chóng) 24 h 后，在低濃度的 La3+、Sm3+、Y3+、Gd3+稀土離子對(duì)梨形四膜蟲(chóng)具有促進(jìn)生長(zhǎng)作用，但隨著稀土離子濃度升高而表現(xiàn)出對(duì)梨形四膜蟲(chóng)的毒性作用，抑制梨形四膜蟲(chóng)體內(nèi)總蛋白質(zhì)和總核酸的形成.楊維東（2000）等[28]通過(guò)用含有 0、50 、500mg/kg濃度的 Ce(NO3)3(硝酸鈰)的標(biāo)準(zhǔn)飼料喂養(yǎng)大白鼠，1年后，喂食含有低劑量50mg/kg的Ce(NO3)3飼料的大白鼠平均體重較對(duì)照組增加21.5%，而喂含有高劑量500mg/kg的Ce(NO3)3飼料的大白鼠平均體重較對(duì)照組降低40%，表明低劑量的Ce(NO3)3對(duì)大白鼠的生長(zhǎng)具有明顯的促進(jìn)作用，高劑量的Ce(NO3)3對(duì)大白鼠的生長(zhǎng)具有明顯的抑制作用.劉穎（2001）等[29]采用含有 0.1、0.2、2、10、20mg/kg濃度的La(NO3)3(硝酸鑭)的飼料喂食Wistar大鼠，對(duì)照組喂食等量的生理鹽水，連續(xù)灌胃6個(gè)月后發(fā)現(xiàn)，20mg/kg組的大鼠體重增加緩慢且大鼠體內(nèi)肝細(xì)胞出現(xiàn)一定損傷，而隨著La(NO3)3濃度的降低，大鼠體重增加速率升高，且0.1mg/kg濃度的La(NO3)3會(huì)促進(jìn)大鼠肝細(xì)胞糖原合成.馬文彬（1990）和周莉（1994）等[30-31]分別采用放射免疫法測(cè)定分泌激素水平及透射電鏡觀察的方法發(fā)現(xiàn)，低劑量氯化釤促進(jìn)雌性Wistar大白鼠分泌生長(zhǎng)激素，提高血清中生長(zhǎng)激素的水平以及使血清T4水平降低的作用.

有關(guān)稀土化合物作為飼料添加劑喂養(yǎng)家畜具有增產(chǎn)和提高免疫力等報(bào)道非常多[26-28]，在鰱魚(yú)、鯉魚(yú)等的飼料中每公斤添加85～100 g的稀土化合物，可使魚(yú)日增重提高10%～15%，并且增加魚(yú)的免疫力，減少魚(yú)病發(fā)生.目前使用一定量的稀土鑭和鈰等有機(jī)鹽作為飼料添加劑對(duì)豬、雞等增重作用也得到證實(shí)，并且可提高飼料的利用率.但大量使用稀土飼料添加劑的同時(shí)也得注意稀土過(guò)量進(jìn)入食物鏈的潛在問(wèn)題.

3.2 硫酸銨對(duì)土壤生物有效性研究進(jìn)展

硫酸銨又稱(chēng)硫銨，是國(guó)內(nèi)外最早生產(chǎn)和使用的一種氮肥.通常把它當(dāng)作標(biāo)準(zhǔn)氮肥，含氮量在20%～21%之間.對(duì)于土壤而言，硫酸銨最適于中性土壤和堿性土壤，而不適于酸性土壤.而南方主要以酸性土壤為主，硫酸銨作為氮肥的大量使用，在促進(jìn)土壤農(nóng)作物生長(zhǎng)的同時(shí)，也對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境造成一定的負(fù)面影響[32].目前，稀土礦開(kāi)采一般采用原地浸礦工藝[4，33]，該工藝采用大量硫酸銨作為浸礦劑，導(dǎo)致含有大量硫酸銨的浸礦殘留液進(jìn)入土壤及河流生態(tài)系統(tǒng)，從而對(duì)環(huán)境造成負(fù)面影響，而目前有關(guān)硫酸銨對(duì)土壤生物有效性的研究未見(jiàn)報(bào)道.

韓時(shí)忠(1999)等[32]研究發(fā)現(xiàn)，在酸性土壤中，施入硫銨后，銨離子與土壤粘粒上的氫離子交換形成硫酸，長(zhǎng)期大量單獨(dú)施用硫銨會(huì)導(dǎo)致土壤酸化，而且研究表明長(zhǎng)期過(guò)量單純的硫酸銨進(jìn)入土壤生態(tài)系統(tǒng)，其有營(yíng)養(yǎng)的部分含氮（N）的銨陽(yáng)離子（NH4+）被植物大量吸收，而沒(méi)有營(yíng)養(yǎng)的硫酸根離子（SO42-）則與在植物吸收銨根離子 （NH4+）的交換過(guò)程中排出的氫離子（H+）結(jié)合，致使土壤酸化.張磊（2006）等[34]也認(rèn)為施用硫酸銨的量會(huì)影響土壤pH、土壤中離子組成、土壤陽(yáng)離子交換量.

3.3 其他污染物對(duì)土壤生物有效性研究進(jìn)展

原地浸礦工藝開(kāi)發(fā)稀土礦過(guò)程中，排出的浸礦殘留液中伴隨著一定量的其他污染物質(zhì)如重金屬，有機(jī)污染物如多環(huán)芳烴等進(jìn)入農(nóng)田土壤環(huán)境.

劉宗平（2005）[35]利用生態(tài)系統(tǒng)研究重金屬的生物有效性，結(jié)果表明：重金屬在各種生物體內(nèi)均有不同程度的吸收和累積，使得重金屬污染區(qū)的農(nóng)作物和牧草中Pb、Cd含量超過(guò)動(dòng)物的最大耐受量和中毒臨界值，并且調(diào)查發(fā)現(xiàn)，某冶煉廠投產(chǎn)后，附近放牧的羊和馬開(kāi)始發(fā)病，羊表現(xiàn)為極度消瘦、毛粗亂、可視黏膜蒼白、心率加快（103.3±5.8 次/min），馬表現(xiàn)精神沉郁、緩慢性消瘦、易疲勞出汗等現(xiàn)象.且附近土壤、牧草和水中Cu、Zn含量顯著高于對(duì)照區(qū).

趙作媛（2006）與 N W Xiao(2006)等[36-37]證實(shí)蚯蚓體內(nèi)的過(guò)氧化氫酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱甘肽過(guò)氧化物酶（GSH-PX）對(duì)重金屬、多環(huán)芳烴、農(nóng)藥及重金屬污染與多環(huán)芳烴復(fù)合污染的響應(yīng)；R K Achazi(1998)等[38]也利用蚯蚓體內(nèi)多功能氧化酶—P450酶系在外源化合污染物誘導(dǎo)下發(fā)生氧化降解的特性，對(duì)土壤中有機(jī)污染物如多環(huán)芳烴的響應(yīng)進(jìn)行評(píng)價(jià)，但P450酶系對(duì)污染物的響應(yīng)沒(méi)有特異性且蛋白的提取及純化比較復(fù)雜，影響測(cè)定酶活的精確度.蚯蚓細(xì)胞內(nèi)溶酶體以及DNA損傷也都成為檢測(cè)農(nóng)藥、石油烴等土壤污染以及污染物致癌、致畸、致突變等效應(yīng)的理想生物指示物，在土壤污染遺傳毒性分析等方面有顯著的應(yīng)用價(jià)值[37，39].

綜上所述，重金屬、多環(huán)芳烴等有機(jī)污染物對(duì)土壤生物的具有強(qiáng)烈的毒性作用，通過(guò)生物的消化道、呼吸道、皮膚等途徑吸收，再經(jīng)過(guò)血液循環(huán)進(jìn)入體內(nèi)組織和臟器，并且大部分重金屬元素在體內(nèi)具有蓄積性，對(duì)生物產(chǎn)生急性和慢性的毒性反應(yīng)并可能引起致畸、致癌和致突變作用，影響土壤生物體內(nèi)酶活、DNA等微觀特性的變化[40].

4 污染物生物有效性評(píng)價(jià)方法

4.1 生物學(xué)評(píng)價(jià)法

生物學(xué)評(píng)價(jià)法[41-46]作為目前最直觀表達(dá)污染物生物有效性的方法.通過(guò)選擇合適的目標(biāo)生物受體將其暴露于含有特定的污染物土壤中，并且選擇相應(yīng)的表征因子，最終直接或間接的表征污染物的生物有效性.常用的目標(biāo)生物受體有蚯蚓、微生物、植物等；應(yīng)用表征因子的選擇根據(jù)所選目標(biāo)生物的不同而不同，如蚯蚓等土壤動(dòng)物評(píng)價(jià)時(shí)表征因子可選擇急死亡率、繁殖率、生長(zhǎng)率、生物積累以及體內(nèi)酶活性變化等；微生物評(píng)價(jià)時(shí)表征因子可選擇菌落數(shù)、種群、生物量以及酶活性變化等；植物評(píng)價(jià)時(shí)表征因子可選擇呼吸作用和生長(zhǎng)率等.

4.2 生物學(xué)評(píng)價(jià)方法的應(yīng)用狀況

謝克和(1992)等[13]通過(guò)選擇蚯蚓為目標(biāo)受體生物，將其喂食含有不同濃度稀土的牛糞.實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)：蚯蚓飼料中稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]的濃度為 0、4、40mg/kg，飼養(yǎng)25 d后，測(cè)得相對(duì)應(yīng)喂食的蚯蚓體內(nèi)稀土殘留量分別為10.5、20.3、62.4mg/kg.喂食稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]含量 40mg/kg 的牛糞時(shí)，蚯蚓增重率較對(duì)照組高10.4%，而當(dāng)喂食稀土硝酸鹽[RE（NO3）3·nH2O]含量為 400、1200mg/kg 的牛糞時(shí)，蚯蚓體重降低，且相比對(duì)照組蚯蚓體重降低28%、30%.表明稀土在蚯蚓體內(nèi)產(chǎn)生一定的富集效應(yīng)，且對(duì)蚯蚓有“低促高抑”的有效性作用[17-18].S Lewis（1999）等[47]認(rèn)為熱休克蛋白對(duì)多種污染物的脅迫都在產(chǎn)生相應(yīng)的反應(yīng)，可以作為五氯酚及重金屬銅、鉛等污染因素對(duì)土壤污染的評(píng)價(jià)中的表征因子.趙作媛（2006）與N W Xiao(2006)等[36-37]證實(shí)蚯蚓體內(nèi)的過(guò)氧化氫酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）各谷胱甘肽過(guò)氧化物酶（GSH-PX）對(duì)重金屬、多環(huán)芳烴、農(nóng)藥及重金屬污染與多環(huán)芳烴復(fù)合污染的響應(yīng)；R K Achazi(1998)等[38]也利用蚯蚓體內(nèi)多功能氧化酶—P450酶系在外源化合污染物誘導(dǎo)下發(fā)生氧化降解的特性，對(duì)土壤中有機(jī)污染物如多環(huán)芳烴的響應(yīng)進(jìn)行評(píng)價(jià).

綜上所述，目前生物評(píng)價(jià)法已經(jīng)作為污染生物有效性評(píng)價(jià)的最主要評(píng)價(jià)方法.

4.3 目標(biāo)生物受體的選擇

在選擇生物評(píng)價(jià)法進(jìn)行污染物生物有效性評(píng)價(jià)時(shí)，目標(biāo)生物受體的選擇不同得到的污染物有效性可能不同.例如，J C White等[48]研究土壤中的菲對(duì)蚯蚓和細(xì)菌的生物有效性測(cè)試后發(fā)現(xiàn)，盡管蚯蚓生物積累和細(xì)菌礦化的程度都隨著老化時(shí)間而下降，但是這兩種生物有效性下降的程度并不相同.因此對(duì)土壤中污染物的生物有效性進(jìn)行生物學(xué)評(píng)價(jià)時(shí)需要選擇合適的生物物種.

本文在查閱大量文獻(xiàn)的基礎(chǔ)上，選擇蚯蚓作為稀土礦開(kāi)發(fā)過(guò)程中污染物生物有效性的目標(biāo)生物受體.蚯蚓是標(biāo)準(zhǔn)的土壤毒性試驗(yàn)生物，將其作為評(píng)估土壤中污染物生物有效性的指示生物的原因有：①蚯蚓廣泛分布在土壤中，經(jīng)常接觸土壤；②蚯蚓在多種類(lèi)型土壤中均能存活，在實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)條件下，可以用于測(cè)試不同類(lèi)型的土壤；③蚯蚓的外表皮表面沒(méi)有角質(zhì)層，因此不僅通過(guò)攝食吸收土壤中的污染物，也能通過(guò)表皮直接從土壤中攝取污染物；④對(duì)少量蚯蚓進(jìn)行分析測(cè)試即能反映土壤中污染物的濃度水平[49].此外，在蚯蚓生態(tài)毒理方面已有大量研究，使得蚯蚓成為評(píng)估土壤中污染物的生物有效性的杰出指示生物受體.同時(shí)本文以贛南原地浸礦工藝開(kāi)采稀土礦過(guò)程污染農(nóng)田土壤為研究對(duì)象，而蚯蚓在南方地區(qū)農(nóng)田土壤屬于常見(jiàn)生活，因此選擇蚯蚓作為目標(biāo)生物受體對(duì)后續(xù)試驗(yàn)深入研究提供極大便利.

5 結(jié)束語(yǔ)

綜上所述，采用原地浸礦工藝開(kāi)采稀土礦過(guò)程中，大量稀土、浸礦劑硫銨及其他污染物進(jìn)入農(nóng)田土壤，對(duì)土壤環(huán)境產(chǎn)生諸多影響.如稀土在土壤生物及農(nóng)作物中會(huì)產(chǎn)生累積效應(yīng)，浸礦劑硫銨改變土壤有效使用條件及土壤理化性質(zhì)等，鑒于重金屬、多環(huán)芳烴等污染物對(duì)農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境的污染及教訓(xùn)，稀土礦開(kāi)發(fā)過(guò)程中稀土及硫銨進(jìn)入農(nóng)田土壤環(huán)境的現(xiàn)象同樣需要全面的評(píng)價(jià).

采用生物學(xué)評(píng)價(jià)法，選擇蚯蚓作為目標(biāo)生物受體—土壤環(huán)境健康指示生物作為研究稀土及硫銨生物有效性報(bào)道較少.采用自然土壤法，以無(wú)污染的土壤為供試土壤，通過(guò)加入不同濃度梯度的硝酸釔及硫銨，研究含稀土及硫銨的土壤對(duì)蚯蚓的生長(zhǎng)及體內(nèi)酶活等生物指標(biāo)的影響，并測(cè)定在蚯蚓體內(nèi)的富集程度以及對(duì)蚯蚓的毒性范圍.此次深入研究原地浸礦工藝開(kāi)發(fā)稀土礦活動(dòng)對(duì)土壤環(huán)境的影響，為稀土礦開(kāi)發(fā)活動(dòng)破壞周邊農(nóng)田土壤環(huán)境的生態(tài)評(píng)價(jià)及治理提供實(shí)驗(yàn)依據(jù)及參考信息，并對(duì)原地浸礦工藝的完善提供幫助.

[1]王詠梅,趙 仕,林趙凡,等.農(nóng)用稀土肥料對(duì)環(huán)境影響的研究[J].四川師范大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版,2004,27(2):201-205.

[2]Qiu J P.Earthworms and their application in environment protection[J].Shanghai Agric Coll,1999,l7(3):227-232.

[3]王 洋,聶劉旺,陳啟龍,等.稀土元素的生物安全性探討[J].生物學(xué)雜志,2004,21(2):4-6.

[4]杜 雯.離子型稀土原地浸礦工藝對(duì)環(huán)境影響研究[J].江西有色金屬,2001,15(1):41-43.

[5]Semple K T,Doick K J,Jones K C,et a1.Defining bioavailability and bioaccessibility of contaminated soil and sediment is complicated[J].Environmental Science and Technology,2004,38(12):228-231.

[6]Alexander M.Aging bioavailability and overestimation of risk from environmental pollutants[J].Environmental Science and Technology,2000,34(20):4259-4265.

[7]Sturzenbaum S R,Kille P M,Organ A J.Identification of heavy metal induced changes in the expression patterns of the translationally controlled tum ourprotein(TCTP)in the earthworm Lum bricusrubellus[J].Biochimicaet Biophysica Acta(BBA)-Gene Structure and Expression,1998,1398(3):294-304.

[8]Nahmani J,Lavelle P.Effects of heavy metal pollution on soil macro fauna in grassland of Northern France[J].European Journal of Soil Biology,2002,38(3/4):297-300.

[9]郭永燦,王振中,張友梅,等.重金屬對(duì)蚯蚓的毒性毒理研究[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),1996,2(1)：132-140.

[10]Ma W C,Immerzeel J,Bodt J.Earthworm and food interactions on bioaccumulation and disappearance in soil of polycyclic aromatic hydrocarbons[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1995,32(3):226-232.

[11]Zang Y,Zhong Y,Luo Y,et a1.Genotoxicity of two novel pesticides for the earthworm,Eisenia fetida[J].Environmental Pollution,2000,108(2):271-278.

[12]孔志明,臧 宇,崔玉霞,等.兩種新型殺蟲(chóng)劑在不同暴露系統(tǒng)對(duì)蚯蚓的急性毒性[J].生態(tài)學(xué)雜志,1999(6):20-23.

[13]謝克和,譚天爵.稀土硝酸鹽對(duì)蚓蚯生長(zhǎng)繁殖的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),1992,11(5):223-235.

[14]俞 慎,李振高.重量提取法測(cè)定土壤微生物研究進(jìn)展[J].土壤學(xué)進(jìn)展,1994,22(6):42-50.

[15]唐欣昀,張自立.鈰積累對(duì)黃褐土中土壤微生物區(qū)系的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),1997,8(6):585-588.

[16]褚海燕,李振高,謝祖彬,等.稀土元素鑭對(duì)紅壤微生物區(qū)系的影響[J].環(huán)境科學(xué),2000,21(6):28-31.

[17]花日茂,張自立,吳新安,等.稀土對(duì)蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2003,14(10):1787-1789.

[18]胡玉敏,申秀英,趙 青.農(nóng)用稀土對(duì)土壤生物的生態(tài)毒性效應(yīng)研究進(jìn)展[J].金華職業(yè)技術(shù)學(xué)院學(xué)報(bào),2006,6(6):53-55.

[19]蔣先軍,駱永明,趙其國(guó).重金屬污染土壤的微生物學(xué)評(píng)價(jià)[J].土壤,2000,32(3):130-134.

[20]陳祖義.稀土的生物效應(yīng)與農(nóng)用稀土的累積影響[J].農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,1999,15(3):44-48.

[21]荊國(guó)芳,錢(qián)曉晴.外源稀土在黃剛土中形態(tài)分布和生態(tài)效應(yīng)研究[J].稀土,2002,23(2):38-42.

[22]褚海燕,曹志洪,謝祖彬,等.鑭對(duì)紅壤微生物碳、氮及呼吸強(qiáng)度的影響[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào),2001,19(2):158-160.

[23]陳照喜,王曉蓉,田笠卿,等.土壤和茶樹(shù)對(duì)稀土元素的富集作用[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),1995,15(2):45-47.

[24]胡 忻,戴樂(lè)美,王曉蓉,等.鑭在小麥幼苗富集與幼苗營(yíng)養(yǎng)生長(zhǎng)的關(guān)系[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué) 2002,22(2):137-141.

[25]部紅建,常 江,張自立,等.鑭對(duì)水稻根質(zhì)膜透性和根分泌物中幾種營(yíng)養(yǎng)離子含量的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2004,15(4):651-654.

[26]秦俊法,陳祥友,李增禧.稀土的生物學(xué)效應(yīng)[J].廣東微量元素科學(xué),2002,9(3):3-16.

[27]王永興,顧傳輝.稀土金屬離子對(duì)梨形四膜蟲(chóng)的24小時(shí)生長(zhǎng)影響[J].上海環(huán)境科學(xué),1998,17(7):10-13.

[28]楊維東,王 艇,雷衡毅,等.長(zhǎng)期低劑量飼喂稀土對(duì)大白鼠體重及基因組DNA的影響[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào),2000,18(1):67-70.

[29]劉 穎,陳 東,陳愛(ài)軍,等.硝酸鑭對(duì)大鼠肝臟的亞慢性毒性實(shí)驗(yàn)研究[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào),200l,19:167-170.

[30]馬文彬,尹 昕,朱秀雄,等.氯化釤對(duì)雌性大白鼠內(nèi)分泌腺結(jié)構(gòu)和功能的影響[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào),1990,8(2):162.

[31]周 莉,聶毓秀,陳玉蘭.小劑量三氯化釤對(duì)體外培養(yǎng)甲狀腺細(xì)胞結(jié)構(gòu)與功能的影響[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào),1994,12(2):168.

[32]韓時(shí)忠,姜 平,陳旭暉.硫酸銨對(duì)土壤環(huán)境影響及農(nóng)業(yè)市場(chǎng)分析[J].貴州環(huán)?？萍?1999(2):19-21.

[33]吳愛(ài)祥,尹升華,李建鋒.離子型稀土礦原地溶浸溶浸液滲流規(guī)律的影響因素[J].中南大學(xué)學(xué)報(bào):自然科學(xué)版,2005,36(3):507-509.

[34]張 磊,宋鳳斌,崔 良.化肥施用對(duì)土壤中重金屬生物有效性的影響研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2006,14(4):123-125.

[35]劉宗平.環(huán)境重金屬污染物的生物有效性[J].生態(tài)學(xué)報(bào),2005,25(2):274-276.

[36]趙作媛,朱 江,陸貽通,等.鎘-菲復(fù)合污染對(duì)蚯蚓急性毒性效應(yīng)的研究[J].上海交通大學(xué)學(xué)報(bào):農(nóng)業(yè)科學(xué)版,2006(6):553-557.

[37]Xiao N W,Song Y,Ge F,et a1.Biomarkers responses of the earthworm Eisenia fetida to acetochlor exposure in OECD soil[J].Chemosphere,2006,65(6):907-912.

[38]Achazi R K,Flenner C,Livingstone D R,et a1.Cytochrome P450 and dependent activities in unexposed and PAH-exposed terrestrial annelids[J].Comparative Biochemistry and Physiology C-Pharmacology Toxicology and Endocrinology,1998,121(1/3):339-350.

[39]Weeks J M,Svendsen C.Neutral red retention by lysosomes from earthworm(Lumbricus rubellus)coelomoeytes:A simple biomarker of exposure to soil copper[J].Environmental ToxieologyandChemistry,1996,15(10):1801-1805.

[40]毛德壽.環(huán)境生化毒理學(xué)[M].沈陽(yáng):遼寧大學(xué)出版社,1986.

[41]張聰愷.土壤中多氯聯(lián)苯對(duì)蚯蚓的生物有效性評(píng)價(jià)方法研究[D].杭州:浙江大學(xué),2010.

[42]Labrot F,Ribcra D,Saintdenis M,et al.In vitro and in vivo studies of potential biomarkers of lead and uranium contamination:Lipid peroxidation,acetylcholinesterase,catalase and glutathione peroxidase activities in three non-mammalian species[J].Biomarkers,1996,1(1):21-28.

[43]Saint-Denis M,Narbonne J F,Amaud C,et a1.Biochemical responses of the earthworm Eisenia fetida andrei exposed to contaminated artificial soil:effects of benzo(a)pyrene[J].Soil Biology and Biochemistry,1999,31(13):1837-1846.

[44]Walker C H.Biochemical biomarkers in ecotoxicology-some recent developments[J].Science of the Total Environment,1995,171(1/3):189-195.

[45]Walker C H.The use of biomarkers to measure the interactive effects of chemicals[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1998,40(1/2):65-70.

[46]Verge X,Chapuis A,Delpoux M.Bioindicator reliability:the example of Bel W3 tobacco (Nicotiana tabacum L.)[J].Environmental Pollution,2002,118(3):337-349.

[47]Lewis S,Handy R D,Cordi B,et a1.Stress proteins(HSP’s):Methods of detection and their use as an environmental biomarker[J].Ecotoxicology,1999,8(5):351-368.

[48]White J C,Kelsey J W,Hatzinger P B,et al.Factors affecting sequestration and bioavailability of phenanthrene in soils[J].Environ Toxicol Chem,1997,16(10):2040-2045.

[49]Lanno R,Wells J,Conder J,et a1.The bioavailability of chemicals in soil for earthworms[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2004,57(1):39-47.

Research progress of pollutants’effects on farmland soil bioavailability during rare earth mining process

SUN Feng,FENG Xiu-juan

（School of Resources and Environment Engineering,Jiangxi University of Science and Technology,Ganzhou 341000,China）

During the current rare earth situ leaching process,residual fluid containing rare earth,ammonium sulfate and other pollutants flows into the surrounding farmland soil environment.This article summarizes the research progress and evaluation methods of pollutants’effects on farmland soil bioavailability,providing theoretical basis for leaching agent ammonium sulfate’s effect.The effects of rare earth elements and leaching agent ammonium sulfate can supply experiment foundation for biology assessment.

rare earth;in situ leaching;farmland soil;earthworms;bioavailability

X822.5；TD865

A

1674-9669（2012）04-0057-06

2012-03-19

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（21067003）；江西省自然基金項(xiàng)目（20114BAB203024）

孫 峰（1988- ），男，碩士研究生，主要從事稀土礦開(kāi)發(fā)過(guò)程中污染物的生物有效性的研究，E－mail:sunfeng.0815@163.com,

馮秀娟（1973- ），女，教授，博士，主要從事生態(tài)污染等方面的研究與教學(xué)工作，E-mail:xiujuanf@mail.tsinghua.edu.cn.