金姝蘭，黃益宗

1. 上饒師范學(xué)院，上饒 334000 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京100085

土壤中稀土元素的生態(tài)毒性研究進(jìn)展

金姝蘭1，黃益宗2,*

1. 上饒師范學(xué)院，上饒 334000 2. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京100085

為了解稀土元素對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的影響，綜述了近幾十年來(lái)國(guó)內(nèi)外有關(guān)土壤稀土元素生態(tài)毒性的研究進(jìn)展，包括土壤稀土元素的主要來(lái)源途徑，稀土元素對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中植物、動(dòng)物和微生物生長(zhǎng)、發(fā)育、繁殖的影響。高濃度的稀土元素會(huì)破壞植物細(xì)胞膜的性質(zhì)和結(jié)構(gòu)，影響植物的抗氧化系統(tǒng)，擾亂植物對(duì)礦質(zhì)營(yíng)養(yǎng)元素的正常吸收和利用，誘使植物細(xì)胞發(fā)育不良、染色體畸變等現(xiàn)象發(fā)生。稀土元素可影響動(dòng)物的消化、呼吸、生殖、神經(jīng)、血液和免疫系統(tǒng)等。稀土元素對(duì)土壤微生物數(shù)量、種類(lèi)、群落結(jié)構(gòu)與功能多樣性等均有影響。探討了土壤稀土元素的生態(tài)毒性診斷方法，目前常見(jiàn)的植物毒性診斷法、蚯蚓毒性診斷法、土壤微生物診斷法、生物標(biāo)記物診斷法和遺傳毒性診斷法等可用來(lái)診斷土壤中稀土元素的生態(tài)毒性。提出了以后開(kāi)展土壤稀土元素生態(tài)毒性研究應(yīng)加強(qiáng)的方面：在群落、個(gè)體和細(xì)胞水平上研究稀土元素對(duì)土壤動(dòng)物和微生物的影響，加強(qiáng)稀土元素生態(tài)毒性診斷新方法和新技術(shù)的探討，進(jìn)行稀土元素生物有效性與土壤因素關(guān)系的研究等。

土壤；稀土元素；植物；動(dòng)物；微生物；毒性；診斷；農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)

中國(guó)是世界稀土資源最為豐富的國(guó)家。美國(guó)地質(zhì)調(diào)查局公布2009年中國(guó)稀土儲(chǔ)量為3 600萬(wàn)噸，約占世界儲(chǔ)量的36%。2011年，中國(guó)稀土冶煉產(chǎn)品產(chǎn)量為9.69萬(wàn)噸，占世界總產(chǎn)量的90%以上，實(shí)際出口1.86萬(wàn)噸?？梢?jiàn)，我國(guó)不僅是世界稀土資源大國(guó)，更是稀土生產(chǎn)、稀土出口和消費(fèi)大國(guó)[1]。隨著稀土資源的不合理開(kāi)采和冶煉，以及稀土微肥的廣泛使用，導(dǎo)致土壤中稀土元素含量不斷提高。稀土元素對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的植物、動(dòng)物和微生物將產(chǎn)生毒害作用，影響生物的生長(zhǎng)、發(fā)育和繁殖，進(jìn)而影響生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能穩(wěn)定、農(nóng)作物的產(chǎn)量和品質(zhì)，甚至稀土元素可通過(guò)食物鏈或皮膚吸收途徑進(jìn)入人體，對(duì)人體健康產(chǎn)生危害[2-5]。有關(guān)稀土的生態(tài)毒理學(xué)研究國(guó)外開(kāi)展得比較早，可追溯至20世紀(jì)初，主要研究稀土元素對(duì)青蛙、老鼠、豬、兔等動(dòng)物的毒理效應(yīng)[6]。到20世紀(jì)80年代后，國(guó)內(nèi)外研究者開(kāi)始從生物個(gè)體、器官、組織及細(xì)胞水平上對(duì)稀土毒性及其安全性進(jìn)行系統(tǒng)的研究[7-8]。本文在分析近幾十年來(lái)國(guó)內(nèi)外相關(guān)研究的基礎(chǔ)上，探討土壤中稀土元素的生態(tài)毒性，為合理而有效地開(kāi)發(fā)稀土資源、保護(hù)生態(tài)環(huán)境和保障人體健康提供科學(xué)依據(jù)。

1 土壤中稀土元素的來(lái)源

1.1 稀土元素的自然來(lái)源

我國(guó)是稀土資源比較豐富的國(guó)家，但是稀土在我國(guó)各地區(qū)土壤中的含量差異比較大，基本呈現(xiàn)南高北低、東高西低、西北干旱區(qū)最低的特征，極顯著偏高的有云南、湖北、貴州、江西、廣西等省，極顯著偏低的有青海、甘肅、內(nèi)蒙古等[2]。對(duì)我國(guó)47種土壤類(lèi)型的稀土含量進(jìn)行測(cè)定，得出我國(guó)稀土含量的平均值大約為190 mg·kg-1[9]。土壤稀土元素自然背景值偏高的省市有云南(236.3 mg·kg-1)、廈門(mén)(235.6 mg·kg-1)、湖北(223.5 mg·kg-1)、貴州(221.9 mg·kg-1)、江西(211.0 mg·kg-1)、天津(207.6 mg·kg-1)和廣西(202.1 mg·kg-1)[10]，這些地區(qū)的土壤稀土元素含量將比其他地區(qū)稍高。土壤中稀土元素含量的大小還與成土母質(zhì)、土壤類(lèi)型、成土過(guò)程、土壤理化性質(zhì)、氣候、地形地貌、土壤腐殖質(zhì)和粘粒組分含量等有關(guān)。

1.2 稀土元素的人為來(lái)源

礦產(chǎn)開(kāi)采和冶煉排放是土壤中稀土的主要人為來(lái)源之一。我國(guó)稀土資源豐富，稀土開(kāi)發(fā)存在著管理混亂、工藝落后、采富棄貧、尾礦回收率低等不合理開(kāi)采現(xiàn)象，導(dǎo)致大量稀土資源浪費(fèi)，并影響礦區(qū)周邊的土壤和水體環(huán)境質(zhì)量。Li等[11]研究表明，稀土在土壤中的積累濃度與離礦區(qū)距離顯著相關(guān)。離包鋼尾礦壩下風(fēng)向8～10 km范圍內(nèi)土壤稀土累積明顯，距離尾礦壩最近土壤的混合稀土含量為27 549.58 mg·kg-1，是對(duì)照樣地的118倍；鑭(La)、鈰(Ce)、釹(Nd)含量分別是對(duì)照樣地的155、126、133和151倍[2]。包頭市表層土壤稀土元素La、Ce、鐠(Pr)、Nd、釤(Sm)、銪(Eu)和釓(Gd)主要來(lái)源于冶金、礦業(yè)和化工等工業(yè)活動(dòng)，它們的平均含量均明顯高于內(nèi)蒙古河套地區(qū)表層土壤的背景值[12]。廣東省河臺(tái)金礦礦山土壤各層所含稀土元素總量均高于背景區(qū)的含量，表現(xiàn)為A、B、C層中總稀土含量為背景區(qū)1的1.65、1.84、1.35倍，是背景區(qū)2的2.81、2.76、2.84倍[3]。江西贛縣稀土礦區(qū)周邊耕作土壤中總稀土含量、La、Nd、Sm、鋱(Tb)、鐿(Yb)和镥(Lu)含量分別是對(duì)照區(qū)的2.1、1.2、2.3、4.8、9.5、11.5和11.2倍[13]。可見(jiàn)，礦產(chǎn)的不合理開(kāi)采及冶煉將導(dǎo)致稀土元素在農(nóng)田土壤中積累。

稀土農(nóng)用也是土壤稀土富集的主要來(lái)源。我國(guó)稀土農(nóng)用開(kāi)始于20世紀(jì)70年代，已經(jīng)由小區(qū)試驗(yàn)發(fā)展到大面積使用，農(nóng)田施用稀土面積每年達(dá)460萬(wàn)hm2，已擴(kuò)展到林業(yè)、畜牧業(yè)、漁業(yè)等領(lǐng)域。外源稀土進(jìn)入土壤后，只有極少量以離子態(tài)和可溶性的有機(jī)、無(wú)機(jī)絡(luò)合態(tài)分布在土壤溶液中，99.5%以上被土壤固相表面所吸附[14]。雖然被吸附固定的稀土在一定條件下，可以解吸下來(lái)進(jìn)入土壤溶液中，部分被植物吸收利用和向下遷移，但絕大部分還是累積于土壤表層。研究發(fā)現(xiàn)，土壤中稀土元素的含量與稀土的施加量成一定的劑量關(guān)系。我國(guó)目前常用的稀土復(fù)混肥中，每噸含混合稀土0.8～1.6 kg，若以每畝地每季施復(fù)混肥50 kg計(jì)，則每次進(jìn)入耕層土壤的混合稀土為40～80 g·畝-1，按每畝地耕層土重150 000 kg折算，其濃度為0.27～0.54 mg·kg-1，每年施用兩季混合稀土的濃度為0.54～1.08 mg·kg-1[15]。因此，低劑量稀土長(zhǎng)期施用勢(shì)必造成稀土在土壤表層的積累。Todorovsky等[16]研究發(fā)現(xiàn)施用磷肥30年也導(dǎo)致土壤表層的稀土含量增加。

2 土壤中稀土元素的生態(tài)毒理效應(yīng)

2.1 植 物

稀土元素達(dá)到一定的濃度后就對(duì)植物產(chǎn)生細(xì)胞毒性，見(jiàn)表1。據(jù)報(bào)道，隨著稀土元素濃度的逐漸升高蠶豆根尖生長(zhǎng)明顯受到抑制，根尖變得粗細(xì)不均、彎曲，顏色逐漸變黃、發(fā)黑，因纖維化增強(qiáng)而使根尖組織變硬；隨著稀土濃度的遞增，壓片時(shí)細(xì)胞不易分散而易聚集，細(xì)胞核深染，核仁和核質(zhì)不清晰，核質(zhì)顆粒減少甚至消失等[17-19]。這表明高濃度稀土使細(xì)胞結(jié)構(gòu)和功能發(fā)生改變，具有一定的細(xì)胞毒性。有研究報(bào)道稀土可改變植物細(xì)胞膜性質(zhì)和結(jié)構(gòu)，提高細(xì)胞膜透性，破壞葉綠體結(jié)構(gòu)，降低葉綠素含量，從而導(dǎo)致光合作用減弱[4,20-21]。在水培條件下高濃度的La可導(dǎo)致蠶豆幼苗礦質(zhì)養(yǎng)分失衡、DNA損傷和DNA蛋白質(zhì)交聯(lián)，影響幼苗的生長(zhǎng)發(fā)育[22]。稀土元素污染可破壞植物的膜系統(tǒng)，改變細(xì)胞膜電位，誘導(dǎo)植物產(chǎn)生大量的活性氧物質(zhì)，加劇了膜脂過(guò)氧化程度，影響植物抗氧化系統(tǒng)酶活性，導(dǎo)致植物細(xì)胞死亡和生長(zhǎng)發(fā)育遲緩[17,23-25]。研究發(fā)現(xiàn)，水稻根系電解質(zhì)外滲率和細(xì)胞膜透性隨著La濃度的增加和脅迫時(shí)間的延長(zhǎng)而增大。水稻根系大量富集La，導(dǎo)致其細(xì)胞膜上La大量累積，影響細(xì)胞質(zhì)膜的完整性，使根喪失正常的生理功能[24]。劉蘇靜等[26]研究發(fā)現(xiàn)，Tb在較低濃度時(shí)可誘導(dǎo)辣根葉綠素的合成，而在高濃度時(shí)則對(duì)其產(chǎn)生破壞作用。Tb≥5 mg·kg-1時(shí)辣根葉綠素含量小于噴等量蒸餾水的CK處理，辣根質(zhì)膜透性增加，過(guò)氧化物酶活性降低，丙二醛含量增加。辣根過(guò)氧化物酶對(duì)Tb反應(yīng)比較敏感，因此可以通過(guò)測(cè)定過(guò)氧化物酶活性大小來(lái)作為監(jiān)測(cè)稀土毒害的主要指標(biāo)。Wang等[4]研究發(fā)現(xiàn)，較高濃度的Ce可破壞擬南芥細(xì)胞的超微結(jié)構(gòu)，干擾擬南芥幼苗植株中營(yíng)養(yǎng)元素的平衡，顯著抑制主根的伸長(zhǎng)，并導(dǎo)致擬南芥葉綠素含量、總鮮重顯著下降。對(duì)大豆、黃瓜、玉米和綠豆進(jìn)行稀土元素La、Ce、Nd等的處理后，發(fā)現(xiàn)高濃度稀土元素顯著地抑制作物種子的發(fā)芽和幼苗根的生長(zhǎng)，嚴(yán)重污染時(shí)作物根系則完全停止生長(zhǎng)。對(duì)蠶豆的細(xì)胞毒性來(lái)說(shuō)，Tb的毒性閾劑量在12～24 μg·mL-1之間[27]，鈥(Ho)的毒性閾劑量為4 mg·L-1[28]，Pr的毒性閾劑量為 8 μg·mL-1[29]。稀土對(duì)作物毒性的影響依不同的土壤類(lèi)型而異，其中紅壤：大豆>水稻>油菜；黃潮土：油菜>水稻>大豆；黃褐土：油菜>大豆>水稻[15]。

高濃度的稀土元素具有一定的遺傳毒性。隨著Tb濃度的提高，蠶豆根尖細(xì)胞微核、染色體粘連、染色體橋、染色體滯后、染色體斷片、染色體粉碎化、染色體核碎裂等多種畸變現(xiàn)象逐步上升，說(shuō)明Tb對(duì)植物具有一定遺傳毒性[27]。重稀土對(duì)玉米根尖細(xì)胞遺傳毒性的閾值(硝酸鉺、硝酸釔均為5 mg·L-1)比輕稀土的毒性閾值(硝酸鈰25 mg·L-1、硝酸釤125 mg·L-1、硝酸銪125 mg·L-1)低得多，說(shuō)明重稀土的細(xì)胞遺傳毒性大于輕稀土的毒性[30]。

2.2 動(dòng) 物

土壤動(dòng)物是土壤生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，具有數(shù)量大、種類(lèi)多、移動(dòng)范圍小、對(duì)土壤環(huán)境變化敏感等特點(diǎn)。稀土元素對(duì)動(dòng)物毒性的影響表現(xiàn)為導(dǎo)致動(dòng)物成活率下降，動(dòng)物生長(zhǎng)緩慢或生長(zhǎng)受到限制，動(dòng)物的種類(lèi)和數(shù)量減少等。有學(xué)者研究La、Ce、Pr、Nd和Sm對(duì)梅園主要土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)的影響，發(fā)現(xiàn)土壤動(dòng)物群落的類(lèi)群和個(gè)數(shù)均隨著稀土元素濃度的提高而減少，在含高濃度稀土的土壤中動(dòng)物類(lèi)群數(shù)量急劇減少，多樣性指數(shù)和均勻性指數(shù)顯著降低，說(shuō)明稀土脅迫對(duì)土壤動(dòng)物具有明顯的生態(tài)毒性[5]。蚯蚓是土壤中的主要?jiǎng)游镱?lèi)群，是土壤污染狀況的重要指示生物之一。研究稀土硝酸鹽對(duì)蚯蚓生長(zhǎng)的影響，發(fā)現(xiàn)高濃度組蚯蚓重量比對(duì)照組降低28%～30%[31]?；ㄈ彰萚32]研究發(fā)現(xiàn)，氯化稀土對(duì)蚯蚓體內(nèi)的氨基酸含量影響較顯著，高濃度的氯化稀土和氯化鑭導(dǎo)致蚯蚓體內(nèi)氨基酸含量顯著下降。稀土對(duì)蚯蚓具有一定的毒性作用，隨著稀土處理時(shí)間的延長(zhǎng)，其對(duì)蚯蚓的毒性不斷增強(qiáng)。

稀土產(chǎn)生毒性的機(jī)制主要是阻斷生物分子表現(xiàn)活性所需的必需功能基，置換生物分子中必需的金屬離子，從而阻斷酶的活性；改變生物分子構(gòu)象和高級(jí)結(jié)構(gòu)，金屬離子與蛋白質(zhì)、糖類(lèi)、脂類(lèi)的配位基結(jié)合，造成動(dòng)物體細(xì)胞和生殖細(xì)胞發(fā)生損傷、免疫力下降等[33]。稀土元素對(duì)動(dòng)物消化系統(tǒng)、呼吸系統(tǒng)、生殖系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)、血液系統(tǒng)和免疫系統(tǒng)等影響較為顯著(表1)。動(dòng)物長(zhǎng)期低劑量地?cái)z入稀土元素，將導(dǎo)致稀土元素在動(dòng)物肝臟中不斷蓄積，從而引起動(dòng)物肝臟形態(tài)和病理組織變化、肝細(xì)胞損傷、肝代謝紊亂并引起脂肪肝產(chǎn)生等[34]。稀土元素可導(dǎo)致大白鼠肝臟、肺脂質(zhì)過(guò)氧化損傷，而脂質(zhì)過(guò)氧化損傷可引起各種堿基損傷、DNA鍵斷裂和各種熒光產(chǎn)物產(chǎn)生，其終產(chǎn)物丙二醛(MDA)可與DNA形成DNA加合物，進(jìn)一步引起突變和癌變，同時(shí)脂質(zhì)過(guò)氧化過(guò)程中產(chǎn)生多種活性自由基，它有致突變作用[35]。長(zhǎng)時(shí)間、大劑量地接觸La的小鼠，其活精子百分?jǐn)?shù)、頂體完整率降低，精子畸形率增加，可能是La導(dǎo)致了血睪屏障功能紊亂，打破生精周期，甚至La還可穿過(guò)血睪屏障進(jìn)入睪丸內(nèi)部，對(duì)睪丸間質(zhì)細(xì)胞和生精細(xì)胞產(chǎn)生一定的毒害作用；也可能是由于稀土離子進(jìn)入精細(xì)胞后，會(huì)抑制3,5'-cAMP，造成精子能量的代謝紊亂，從而導(dǎo)致精子活力下降[36]。研究LaCl3對(duì)大鼠學(xué)習(xí)記憶能力以及海馬神經(jīng)元、神經(jīng)突觸超微結(jié)構(gòu)的影響，發(fā)現(xiàn)母鼠孕哺期飲水中加入0.5%～1.0% LaCl3，其海馬神經(jīng)突觸活性帶較短、突觸后致密物較薄和海馬神經(jīng)突觸的界面曲率減小，說(shuō)明La嚴(yán)重?fù)p害大鼠學(xué)習(xí)記憶能力以及海馬神經(jīng)元、神經(jīng)突觸的超微結(jié)構(gòu)，且損害程度隨著La染毒劑量的增加而加重[37]。母鼠飲水中加入0.25%～1.0%LaCl3，可導(dǎo)致仔鼠腦組織還原性谷胱甘肽減少，抗氧化酶SOD谷胱甘肽過(guò)氧化物酶活性降低，總抗氧化力明顯降低，海馬和大腦皮質(zhì)MDA水平明顯升高，脂質(zhì)過(guò)氧化作用明顯增強(qiáng)[38]。小鼠長(zhǎng)期暴露于50 mg·L-1劑量的硝酸釤溶液中，其腦內(nèi)多胺和5-羥基色胺含量減少，一氧化氮合成酶(NOS)活性降低，學(xué)習(xí)記憶能力有明顯的下降[39]。大劑量的稀土可以導(dǎo)致膜蛋白間的交聯(lián)聚合，改變細(xì)胞膜蛋白的構(gòu)象而造成明顯的細(xì)胞毒性，降低機(jī)體的免疫力[40]。隨著Sm濃度的增加，雌鼠血液中的白細(xì)胞、淋巴細(xì)胞和中性粒細(xì)胞數(shù)量不斷減少，表明過(guò)高濃度的Sm會(huì)降低雌鼠的免疫力[41]。高濃度的釓離子能夠抑制小鼠免疫細(xì)胞的增長(zhǎng)，誘導(dǎo)大鼠巨噬細(xì)胞凋亡[42]，以及影響大鼠腹腔巨噬細(xì)胞基因表達(dá)[43]。研究發(fā)現(xiàn)，濃度為0.1 μmol·L-1的LaCl3和GdCl3對(duì)小鼠B淋巴細(xì)胞的增殖有抑制作用。作用時(shí)間為8 h時(shí)，0.001和0.01 μmol·L-1的LaCl3顯著地降低自然殺傷(NK)細(xì)胞的活性，1 μmol·L-1的GdCl3也降低NK細(xì)胞的活性，表明LaCl3和GdCl3對(duì)小鼠免疫細(xì)胞的影響與稀土元素的種類(lèi)、濃度和作用時(shí)間密切相關(guān)[44]。

表1 稀土元素對(duì)生物的毒性影響Table 1 Biotoxicity of rare earth elements to different organisms

注：SOD、CAT、APX、GPX分別為超氧化物歧化酶、過(guò)氧化氫酶、抗壞血酸過(guò)氧化物酶、愈創(chuàng)木酚過(guò)氧化物酶；AD為土壤吸附容量。

Note: SOD, CAT, APX and GPX are superoxide dismutase, catalase, ascorbic acid peroxidase and guaiacol peroxidase; AD is the soil adsorption capacity.

2.3 微生物與土壤酶活性

土壤微生物是土壤中各種生物化學(xué)和生理學(xué)過(guò)程動(dòng)態(tài)平衡的主要調(diào)節(jié)者，土壤物質(zhì)循環(huán)的每個(gè)轉(zhuǎn)化環(huán)節(jié)過(guò)程中均有微生物的參與，因此微生物在生態(tài)系統(tǒng)能量流動(dòng)和物質(zhì)循環(huán)方面扮演著極其重要的角色。微生物具有對(duì)外源污染物的刺激反應(yīng)敏感、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。稀土對(duì)土壤微生物的種群、數(shù)量和活性均產(chǎn)生影響(表1)。據(jù)報(bào)道稀土元素La對(duì)細(xì)菌、放線菌和真菌均具有較強(qiáng)的毒害作用。在黃褐土中當(dāng)La的積累達(dá)到土壤吸附容量(AD)的5%、20%和30%時(shí)，可分別對(duì)細(xì)菌、放線菌和真菌的活性產(chǎn)生明顯的抑制作用[45]。Ce的積累達(dá)到AD的10%時(shí)就使細(xì)菌和放線菌數(shù)量減少，而達(dá)30%AD時(shí)才使真菌的數(shù)量降低。3種微生物對(duì)La的敏感性大小順序?yàn)椋悍啪€菌>細(xì)菌>真菌；對(duì)Ce的敏感性為：細(xì)菌>放線菌>真菌；對(duì)混合稀土作用的敏感順序?yàn)椋杭?xì)菌>放線菌>霉菌[45]。微生物對(duì)稀土敏感順序還因不同土壤種類(lèi)而異，黃褐土為：細(xì)菌>放線菌>真菌；紅壤為：放線菌>細(xì)菌>真菌[46]。Ce積累對(duì)黃褐土中好氣性纖維素細(xì)菌有強(qiáng)烈的抑制作用，該菌數(shù)量隨著Ce濃度的升高呈直線下降趨勢(shì)[47]。低濃度的La對(duì)硝化細(xì)菌有強(qiáng)烈的刺激作用，當(dāng)濃度達(dá)到150 mg·kg-1以上時(shí)呈現(xiàn)抑制作用，在900 mg·kg-1時(shí)抑制率可達(dá)69%。混合稀土對(duì)土壤微生物主要生理類(lèi)群抑制敏感性依次為纖維素分解菌>氨化細(xì)菌>硝化細(xì)菌>自生固氮菌[47]。高濃度的稀土對(duì)紅壤微生物碳有明顯的抑制作用，如果以土壤微生物碳下降60%作為毒性的界限，則混合稀土、Pr、Sm和Eu的毒性濃度分別為91 mg·kg-1、97 mg·kg-1、112 mg·kg-1和173 mg·kg-1，說(shuō)明稀土對(duì)土壤微生物的毒性較強(qiáng)[48]。周峰等[49]的實(shí)驗(yàn)得出，小于100 mg·kg-1的低濃度稀土對(duì)微生物呼吸作用具有刺激作用，隨著稀土濃度的增加呼吸速率受到明顯的抑制作用，當(dāng)稀土濃度達(dá)到2 000 mg·kg-1時(shí)最大抑制率高達(dá)44.7%。微生物代謝熵是指單位土壤微生物生物量的呼吸作用。當(dāng)稀土的濃度為50 mg·kg-1時(shí)，代謝熵qcO2的抑制率高達(dá)47.7%；稀土濃度大于1 000 mg·kg-1時(shí)，代謝熵的最大抑制率高達(dá)61.5%。低濃度的La對(duì)土壤硝化作用有微弱的刺激作用，但濃度升高時(shí)則表現(xiàn)出抑制作用。反過(guò)來(lái)微生物具有去除和積累稀土的能力，不同的微生物去除和積累稀土元素的能力不同[50]。

土壤酶主要來(lái)自微生物細(xì)胞，也來(lái)自土壤動(dòng)物、植物根和植物殘?bào)w，它是土壤新陳代謝的重要因素。La對(duì)土壤脫氫酶活性有強(qiáng)烈的抑制作用，在30 mg·kg-1時(shí)達(dá)到顯著水平，最大抑制率達(dá)到39%[51]。黃建新等[52]研究表明，當(dāng)稀土濃度大于3 mg·kg-1時(shí)，土壤中脫氫酶和過(guò)氧化氫酶活性降低。La對(duì)不同土壤類(lèi)型中脫氫酶活性的影響具有相似性，抑制閾值約為30 mg·kg-1。La對(duì)水稻土酸性磷酸酶有抑制作用，當(dāng)La濃度大于60 mg·kg-1時(shí)，抑制作用達(dá)顯著水平。隨著La濃度的升高土壤過(guò)氧化氫酶活性逐漸降低，在150 mg·kg-1時(shí)，達(dá)到顯著降低水平。

3 稀土元素生態(tài)毒性診斷方法

為了更好地了解土壤污染物的污染狀況、污染危害情況，人們發(fā)展了許多生態(tài)毒性診斷的方法，比如植物毒性診斷法、蚯蚓毒性診斷法、土壤微生物診斷法、生物標(biāo)記物診斷法、遺傳毒性診斷法等。這些方法均可以用來(lái)診斷稀土元素的毒性情況，尤其是土壤微生物診斷法、生物標(biāo)記物診斷法、遺傳毒性診斷法等在稀土元素生態(tài)毒性診斷中將具有一些明顯的優(yōu)勢(shì)，也是需加強(qiáng)研究的方法。

3.1 植物毒性診斷方法

植物毒性診斷方法主要是研究稀土元素對(duì)植物種子萌發(fā)、根伸長(zhǎng)、光合作用、酶活性和生物量等指標(biāo)的抑制作用，建立稀土元素與植物生長(zhǎng)指標(biāo)的劑量-效應(yīng)關(guān)系，求出稀土元素對(duì)植物生長(zhǎng)影響的EC50值，從而進(jìn)行科學(xué)診斷。研究La和Ce對(duì)玉米和綠豆根系生長(zhǎng)的影響，發(fā)現(xiàn)La濃度超過(guò)0.9 μmoL·L-1時(shí)將導(dǎo)致2種植物根系伸長(zhǎng)減少30%以上。La和Ce濃度分別為0.9和3.1 μmoL·L-1時(shí)，對(duì)綠豆產(chǎn)生毒害作用，而這2個(gè)稀土元素的濃度分別為12.2和4.8 μmoL·L-1時(shí)，對(duì)玉米產(chǎn)生毒害作用[53]。羅冰等[54]發(fā)現(xiàn)，當(dāng)硝酸鑭的濃度超過(guò)30.0 mg·L-1時(shí)，水稻的種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)就受到抑制[54]。

3.2 蚯蚓毒性診斷方法

蚯蚓是土壤中主要的無(wú)脊椎動(dòng)物，其在陸地生態(tài)系統(tǒng)能量流動(dòng)和物質(zhì)循環(huán)方面發(fā)揮著重要的功能，它在土壤中最容易受到環(huán)境有毒有害物質(zhì)的傷害。因此蚯蚓是評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量的重要指示生物。常常被用來(lái)進(jìn)行土壤生態(tài)毒理試驗(yàn)的蚯蚓主要來(lái)自后孔寡毛目的正蚓科(Lumbricidae)、巨蚓科(Megascolecidae)和真蚓科(Eudrilidae)，報(bào)道較多的有赤子愛(ài)勝蚓(Eisenia fetida)、安德愛(ài)勝蚓(Eisenia andrei)、紅正蚓(Lumbricus rubellus)等。當(dāng)給赤子愛(ài)勝蚓喂食稀土硝酸鹽含量為400和1 200 mg·kg-1的牛糞時(shí)，蚯蚓體重相比對(duì)照組分別降低28%和30%[31]。也有利用威廉環(huán)毛蚓(Pheretima guillemi Michaclsen)來(lái)研究稀土元素對(duì)蚯蚓的毒性試驗(yàn)[32]。

3.3 土壤微生物診斷方法

利用微生物來(lái)診斷土壤的質(zhì)量狀況比較常見(jiàn)，通過(guò)測(cè)定土壤呼吸速率、氨化作用、硝化作用和酶活性等來(lái)判斷土壤的污染程度。近年來(lái)用發(fā)光菌試驗(yàn)來(lái)監(jiān)測(cè)環(huán)境污染物的方法研究得比較多。弧菌屬(Vibrio)和發(fā)光桿菌屬(Photobaceterium)是常用的2類(lèi)發(fā)光菌。例如明亮發(fā)光細(xì)菌在正常生活狀態(tài)下其體內(nèi)熒光素在有氧參與時(shí)經(jīng)熒光酶的作用可發(fā)出藍(lán)綠色熒光，當(dāng)受到污染脅迫時(shí)發(fā)光強(qiáng)度不斷地減弱，并與污染物濃度呈劑量-效應(yīng)關(guān)系。

儲(chǔ)海燕等[55]以明亮發(fā)光桿菌T3變種為急性毒性指示菌，研究水溶液及紅壤提取液中La的生物毒性，得出水溶液中La有較高的生物毒性并隨著濃度的升高而增強(qiáng)，La的EC50值為21.1 mg·L-1。土壤中La的生物毒性與土壤可提取態(tài)La呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系。Tang等[56]將發(fā)光酶基因標(biāo)記的熒光假單胞茵X16菌株接種到土壤樣品中，使用計(jì)算機(jī)模擬X16菌株的存活曲線，用線性回歸分析土壤中X16菌株的存活情況，根據(jù)模擬方程計(jì)算不同土壤中稀土對(duì)X16菌株的半效應(yīng)濃度(EC50)和無(wú)觀察效應(yīng)濃度(NOEC)的影響，得出稀土在紅壤、黃潮土和黃褐土中對(duì)X16菌株的EC50值分別是13.47～39.12、6.59～56.18和372～1 034 mg·kg-1。該方法與傳統(tǒng)技術(shù)相比具有高靈敏性、準(zhǔn)確性和選擇性，可跟蹤環(huán)境中轉(zhuǎn)基因細(xì)菌的動(dòng)態(tài)變化。

3.4 生物標(biāo)記物診斷方法

生物標(biāo)記物是指生物機(jī)體直接或間接與環(huán)境暴露相關(guān)的、可測(cè)量的細(xì)胞、生理、生化、行為、能量、分子或代謝物水平的變化。生物標(biāo)記物可指示環(huán)境暴露和有害效應(yīng)的生物反應(yīng)，能顯示分子或細(xì)胞水平的暴露-效應(yīng)關(guān)系，可為環(huán)境污染物所造成的暴露或危害提供有效的檢測(cè)手段，在污染土壤修復(fù)效果及其早期診斷與評(píng)價(jià)方面具有廣闊的應(yīng)用前景[57]。有學(xué)者發(fā)現(xiàn)，脲酶可作為土壤Cd、Pb污染的生物標(biāo)記物，通過(guò)半數(shù)生態(tài)劑量模型研究得出Cd、Pb污染下，50%脲酶活性受抑制的毒性閾值系數(shù)分別為2 273和2 703，Cd污染土壤的生態(tài)修復(fù)基準(zhǔn)值為1.33 mg·kg-1，Pb污染土壤的生態(tài)修復(fù)基準(zhǔn)值為106 mg·kg-1[58]。有關(guān)稀土元素污染的生物標(biāo)記物研究開(kāi)展較少，Li等[59]研究稀土硫酸鈰對(duì)果蠅氧化應(yīng)激生物標(biāo)記物和細(xì)胞凋亡的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)硫酸鈰的濃度大于16 mg·L-1時(shí)，果蠅SOD和CAT活性明顯下降，MDA含量上升。隨著以后研究的不斷深入開(kāi)展，生物標(biāo)記物診斷將成為人們?cè)\斷土壤稀土元素污染危害的有效方法。

3.5 遺傳毒性診斷方法

稀土遺傳毒性檢測(cè)主要是研究稀土元素誘發(fā)的生物體遺傳物質(zhì)如DNA或RNA的變異作用及其在子代中的有害遺傳變化效應(yīng)。一般包括稀土元素對(duì)生物體健康的致突變作用、致畸作用及致癌作用，即“三致”遺傳毒性效應(yīng)。常用微核測(cè)試法、單細(xì)胞凝膠電泳、姊妹染色單體互換、抗氧化酶活力的測(cè)定等方法檢測(cè)稀土元素的遺傳毒性。微核率和染色體畸變率被認(rèn)為是檢測(cè)致突變物和致癌物遺傳毒性的敏感指標(biāo)。微核試驗(yàn)和染色體畸變?cè)囼?yàn)是國(guó)際篩選誘變劑的經(jīng)典方法，具有簡(jiǎn)便、經(jīng)濟(jì)、快速、靈敏等特點(diǎn)。特別是蠶豆根尖微核測(cè)試有較寬的檢測(cè)物譜，便于對(duì)稀土作用強(qiáng)度進(jìn)行定量。黃麗玫等[60]用蠶豆根尖微核檢測(cè)技術(shù)檢測(cè)14種稀土元素的致突變性，結(jié)果表明，重稀土組最強(qiáng)，中稀土組次之，輕稀土組較弱，其閾值為1～5 μg·mL-1。稀土離子的濃度為0.01 moL·L-1時(shí)可水解DNA的磷酸二酯鍵，且其水解效率高于限制性?xún)?nèi)切酶百萬(wàn)倍甚至億倍[61]。研究三價(jià)釔對(duì)紫露草遺傳毒性的影響，發(fā)現(xiàn)三價(jià)釔的濃度達(dá)到1.0 g·L-1時(shí)就能引起紫露草四分體微核率顯著升高[62]。

3.6 其他診斷方法

除了以上毒性診斷方法外，還有許多方法可以用來(lái)診斷土壤稀土元素的毒性情況，比如污染誘導(dǎo)群落抗性(pollution-induced community tolerance)法、DNA指紋技術(shù)[63]、基因生物芯片技術(shù)、熒光原位雜交技術(shù)等。污染誘導(dǎo)群落抗性法于20世紀(jì)80年代由Blanck等[64]引入到生態(tài)毒理學(xué)領(lǐng)域，并被作為一項(xiàng)指標(biāo)，從生物群落耐性方面評(píng)價(jià)污染物的生態(tài)毒性效應(yīng)。

4 問(wèn)題與展望

土壤中稀土元素的生態(tài)毒性研究越來(lái)越受到人們的關(guān)注，有關(guān)這方面的報(bào)道也逐漸增多。在分析土壤稀土元素主要來(lái)源的基礎(chǔ)上，討論稀土元素對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中植物、動(dòng)物和微生物生長(zhǎng)、發(fā)育、繁殖和生態(tài)毒理效應(yīng)的影響，介紹了目前應(yīng)用于土壤稀土元素生態(tài)毒性診斷的方法。一些問(wèn)題仍需要人們思考：目前稀土元素生態(tài)毒性的研究較多集中在其對(duì)植物生長(zhǎng)(如根伸長(zhǎng)抑制試驗(yàn)、種子發(fā)芽試驗(yàn)和植物幼苗早期試驗(yàn))和土壤微生物影響方面，而對(duì)土壤動(dòng)物的毒性研究較少，尤其是對(duì)土壤動(dòng)物群落的毒理研究更少，所以應(yīng)加強(qiáng)稀土元素對(duì)土壤動(dòng)物的毒性研究，特別是在群落、個(gè)體、細(xì)胞等水平上系統(tǒng)研究稀土元素污染對(duì)土壤動(dòng)物的影響；盡管人們探索和發(fā)展了許多有關(guān)稀土元素生態(tài)毒性診斷的方法，并獲得了比較滿(mǎn)意的試驗(yàn)效果，但是相較于有機(jī)污染物、重金屬污染物來(lái)說(shuō)，人們對(duì)稀土元素生態(tài)毒性及診斷方法的研究還處于比較初級(jí)的研究階段，許多研究手段、方法和技術(shù)均參考有機(jī)污染物、重金屬污染物生態(tài)毒性的研究，因此以后有必要加強(qiáng)稀土元素生態(tài)毒性及診斷新方法和新技術(shù)的探討，尤其是加強(qiáng)分子生物學(xué)、分子生態(tài)學(xué)、遺傳學(xué)等知識(shí)在稀土元素生態(tài)毒性研究中應(yīng)用；土壤稀土的生物有效性、土壤pH值、有機(jī)質(zhì)含量、陽(yáng)離子交換量、不同植物種類(lèi)等因子均可能影響稀土元素的生態(tài)毒性，因此在開(kāi)展稀土元素的生態(tài)毒性研究時(shí)，應(yīng)綜合考慮不同環(huán)境因素的影響，這樣可以獲得更加科學(xué)的、準(zhǔn)確的數(shù)據(jù)，從而為人們科學(xué)評(píng)價(jià)稀土的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和預(yù)防稀土的危害提供理論依據(jù)。

[1] 國(guó)務(wù)院新聞辦. 中國(guó)的稀土狀況與政策白皮書(shū)[M/OL]. (2012-06-20) [2012-06-21]. http://finance.sina.com.cn/china/20120621/070612369933.shtml.

[2] 李金霞, 紅梅, 殷秀琴. 包鋼尾礦壩下風(fēng)位土壤外源稀土累積及地球化學(xué)特征[J]. 稀土, 2008, 29(6): 57-62

Li J X, Hong M, Yin X Q. Accumulation and geochemical characteristics of exogenous rare earths in soil of leeward area of tailings dam of Baotou Iron & Steel (Group) Company [J]. Chinese Rare Earths, 2008, 29(6): 57-62 (in Chinese)

[3] 苗莉, 徐瑞松, 馬躍良, 等. 河臺(tái)金礦礦山土壤-植物稀土元素含量分布和遷移積聚特征[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(1): 350-356

Miao L, Xu R S, Ma Y L, et al. Characteristics of distribution, accumulation and transportation of rare earth elements in soil-plant system of the Hetai gold field [J]. Ecology and Environment, 2008, 17(1): 350-356 (in Chinese)

[4] Wang X, Lin Y S, Liu D W, et al. Cerium toxicity, uptake and translocation in Arabidopsis thaliana seedlings [J]. Journal of the Chinese Rare Earth, 2012, 30(6): 579-785

[5] 黃保宏, 鄒運(yùn)鼎, 畢守東, 等. 稀土元素對(duì)梅園主要土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)組成的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 29(9): 1849-1857

Huang B H, Zou Y D, Bi S D, et al. Effects of rare earth elements on the composition of the soil fauna community in a plum orchard [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(9): 1849-1857 (in Chinese)

[6] Haley T J. Pharmacology and toxicology of the rare earth elements [J]. Journal of Pharmaceutical Sciences, 1965, 54(5): 663-670

[7] 楊頻, 魏春英. 稀土與細(xì)胞、器官、組織的作用及其生理效應(yīng)[J]. 化學(xué)通報(bào), 1996(7): 14-17

Yang P, Wei C Y. Effect of rare earth elements on physiological effects of organs, tissues and cells [J]. Chinese Journal of Chemistry, 1996(7): 14-17 (in Chinese)

[8] 曹睿, 周青. 稀土細(xì)胞毒理效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2007, 15(4): 180-184

Cao R, Zhou Q. Advances in cellular toxicological effects of rare earths [J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2007, 15(4): 180-184 (in Chinese)

[9] 丁維新. 中國(guó)土壤中稀土元素的概況[J]. 稀土, 1994, 15(6): 44-48.

Ding W X. An overview of China's rare earth elements in soil [J]. Journal of Rare Earths, 1994, 15(6): 44-48

[10] 魏復(fù)盛, 劉廷良, 滕恩江, 等. 我國(guó)土壤中稀土元素背景值特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 1991, 12(5): 78-82

Wei F S, Liu T L, Teng E J, et al. A survey on the background contents of 15 rare earth elements in Chinese soil [J]. Environmental Science, 1991, 12(5): 78-82 (in Chinese)

[11] Li J X, Hong M, Yin X Q, et al. Effects of the accumulation of the rare earth elements on soil macrofauna community [J]. Journal of Rare Earths, 2010, 28(6): 967-964

[12] 徐清, 劉曉端, 湯奇峰, 等. 包頭市表層土壤多元素分布特征及土壤污染現(xiàn)狀分析[J]. 干旱區(qū)地理, 2011, 34(1): 92-99

Xu Q, Liu X D, Tang Q F, et al. A multi-element survey of surface soil and pollution estimate in Baotou city [J]. Arid Land Geography, 2011, 34(1): 92-99 (in Chinese)

[13] 高效江, 章申, 王立軍. 贛南富稀土礦區(qū)農(nóng)田土壤中稀土元素的環(huán)境化學(xué)特征[J]. 土壤與環(huán)境, 2001, 10(1): 11-13

Gao X J, Zhang S, Wang L J. Environmental chemistry of rare earth elements (REEs) in the cultivated soil of a typical REE mine in the southern Jiangxi [J]. Soil and Environmental Sciences, 2001, 10(1): 11-13 (in Chinese)

[14] Jones D L. Trivalent metal (Ce, Y, Rh, La, Pr, Gd) sorption in two acid soil and its soil and its consequences for bioremediation [J]. European Journal of Soil Biology, 1997, 48(4): 697-702

[15] 張自立, 常江, 汪成勝, 等. 混合稀土對(duì)作物生長(zhǎng)量的影響[J]. 中國(guó)稀土學(xué)報(bào), 2001, 19(1): 85-87

Zhang Z L, Chang J, Wang C S, et al. Effects of rare earth elements on growth of crops [J]. Journal of the Chinese Rare Earth Society, 2001, 19(1): 85-87 (in Chinese)

[16] Todorovsky D S, Minkova L, Dariena P B. Effects of the application of superphosphate on rare earths content in the soil [J]. Science of the Total Environment, 1997, 203(1): 13-16

[17] Wang C R, Luo X, Tian Y, et al. Biphasic effects of lanthanum on Vicia faba L. seedlings under cadmium stress, implicating finite antioxidation and potential ecological risk [J]. Chemosphere, 2012, 86(5): 530-537

[18] Wen K J, Liang C J, Wang L H, et al. Combined effects of lanthanumion and acid rain on growth, photosynthesis and chloroplast ultrastructure in soybean seedlings [J]. Chemosphere, 2011, 84(1): 601-608

[19] He Y W, Loh C S. Cerium and lanthanum promote floral initiation and re-productive growth of Arabidopsis thaliana [J]. Plant Science, 2000, 159(1): 117-124

[20] Dwight E. Effect of rare earth ions on photosynthesis of (Euglena gracillis) [J]. Mgcologing, 1972, 64(5): 551-557

[21] Wen K J, Liang C J, Wang L H, et al. Combined effects of lanthanumion and acid rain on growth, photosynthesis and chloroplast ultrastructure in soybean seedlings [J]. Chemosphere, 2011, 84(1): 601-608

[22] Wang C R, Zhang K G, He M, et al. Mineral nutrient imbalance, DNA lesion and DNA-protein crosslink involving growth retardation of Vicia faba L. seedlings exposed to lanthanum ions [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(2): 214-220

[23] Wang N, Wang C R, Bao X, et al. Toxicological effects and risk assessment of lanthanum ions on leaves of Vicia faba L. seedlings [J]. Journal of the Chinese Rare Earth, 2011, 29(10): 997-1003

[24] Xu Q M, Chen H. Antioxidant responses of rice seedling to Ce4+under hydroponic cultures [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2011, 74(6): 1693-1699

[25] Wang C R, He M, Shi W, et al. Toxicological effects involved in risk assessment of rare earth lanthanum on roots of Vicia faba L. seedlings [J]. Journal of Environmental Sciences, 2011, 23(10): 1721-1728

[26] 劉蘇靜, 吳循, 周青. 稀土鋱對(duì)辣根的生態(tài)毒性[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2007, 15(6): 119-121

Liu S J, Wu X, Zhou Q. Study on toxicity effects of terbium on horseradish [J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2007, 15(6): 119-121 (in Chinese)

[27] 王春俠. 稀土元素鋱對(duì)蠶豆的遺傳毒性和細(xì)胞毒性研究[J]. 南陽(yáng)師范學(xué)院學(xué)報(bào), 2008, 7(3): 55-58

Wang C X. Rare earth element terbium to broad bean’s heredity toxicity and celltoxicity research [J]. Journal of Nanyang Normal University, 2008, 7(3): 55-58 (in Chinese)

[28] 屈艾, 汪承潤(rùn), 薄軍. 稀土元素鈥對(duì)蠶豆的細(xì)胞毒性和遺傳毒性研究[J]. 遺傳, 2004, 26(2): 195-201

Qu A, Wang C R, Bo J. Research on the cytotoxic and genotoxic effects of rare earth element holmium to Vicia faba [J]. Hereditas, 2004, 26(2): 195-201 (in Chinese)

[29] 孫玲, 屈艾, 胡文靜, 等. 稀土元素鐠對(duì)蠶豆的遺傳毒性和細(xì)胞毒性研究[J]. 癌變, 畸變, 突變, 2008, 20(6): 441-444

Sun L, Qu A, Hu W J, et al. The genotoxic and cytotoxic effects of rare earth element on Vicia faba L. root-tip cells [J]. Carcinogenesis, Teratogenesis & Mutagenesis, 2008, 20(6): 441-444 (in Chinese)

[30] 黃淑峰, 李宗蕓, 傅美麗, 等. 正交實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)法檢測(cè)6種硝酸稀土的遺傳毒性[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(1): 150-155

Huang S F, Li Z Y, Fu M L, et al. Detection of genotoxicity of 6 kinds of rare earth nitrates using orthogonal experimental design [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2007, 26(1): 150-155 (in Chinese)

[31] 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

Xie K H, Tan T J. Effect of rare earth nitrate on growth of earthworm [J]. Journal of Agro-Environment Science, 1992, 11(5): 223-235 (in Chinese)

[32] 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

Hua R M, Zhang Z L, Wu X A, et al. Effects of rare earth elements on amino acid contents in earthworms [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2003, 14(10): 1787-1789 (in Chinese)

[33] 施時(shí)迪, 白義, 馬勇軍. 重金屬污染對(duì)土壤動(dòng)物的毒性效應(yīng)研究進(jìn)展[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2010, 26(14): 288-293

Shi S D, Bai Y, Ma Y J. Research advances in heavy metal toxicity effect to soil animals [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2010, 26(14): 288-293 (in Chinese)

[34] 陳祖義, 朱旭東. 稀土元素的肝臟蓄積性及毒性危害[J]. 家畜生態(tài)學(xué)報(bào), 2009, 30(4): 98-102

Chen Z Y, Zhu X D. Accumulation and toxicity of rare earth elements in liver [J]. Acta Ecologiae Animalis Domastici, 2009, 30(4): 98-102 (in Chinese)

[35] 揚(yáng)維東, 羅琛, 田雪梅, 等. Ce(NO3)3對(duì)不同細(xì)胞DNA的損傷作用研究[J]. 中山大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 1999, 38(5): 50-53

Yang W D, Luo C, Tian X M, et al. DNA damage of different cell DNA 3T3 and lovo induced by cerous nitrate [J]. Acta Scientiarum Naturalium Universitatis Sunyatseni, 1999, 38(5): 50-53 (in Chinese)

[36] 陳言峰, 張小雪, 張林達(dá). 稀土元素鑭對(duì)雄性小鼠精子質(zhì)量的影響[J]. 毒理學(xué)雜志, 2008, 22(1): 44-45

Chen Y F, Zhang X Xe, Zhang L D. Effect of Lanthanum on sperm quality in male mice [J]. Journal of Toxicology, 2008, 22(1): 44-45 (in Chinese)

[37] Yang J, Liu Q, Zhang L, et al. Lanthanum chloride impairs memory, decreases pCaMK IV, pMAPK and pCREB expression of hippocampus in rats [J]. Toxicology Letters, 2009, 190(2): 208-214

[38] Zhao H, Cheng Z, Hu R, et al. Oxidative injury in the brain of mice caused by lanthanide [J]. Biological Trace Element Research, 2011, 142(2): 174-189

[39] Liapi C, Zarros A, Theocharis S, et al. The neuroprotective role of l-cysteine towards the effects of short-term exposure to lanthanum on the adult rat brain antioxidant status and the activities of acetylcholinesterase, (Na+, K+)- and Mg2+-ATPase [J]. BioMetals, 2009, 22(2): 329-335

[40] 馬文強(qiáng), 馮杰. 稀土元素對(duì)動(dòng)物免疫功能的影響[J]. 飼料工業(yè), 2006, 27 (4): 52-54

Ma W Q, Feng J. Effects of rare earth elements on immune function of animal [J]. Feed Industry, 2006, 27(4): 52-54 (in Chinese)

[41] 申秀英, 許曉路, 章子貴, 等. 稀土元素鈰和釤對(duì)大鼠血液學(xué)指標(biāo)的影響[J]. 營(yíng)養(yǎng)學(xué)報(bào), 2004, 26(6): 502-504

Shen X Y, Xu X L, Zhang Z G, et al. The influence of rare earth element cerium and samarium on ematological values in rats [J]. Acta Nutrimenta Sinica, 2004, 26(6): 502-504 (in Chinese)

[42] 黃學(xué)桂, 趙雋. 氯化釓誘導(dǎo)大鼠腹腔巨噬細(xì)胞內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激和凋亡的研究[J]. 中國(guó)實(shí)用醫(yī)學(xué), 2010, 5(16): 1-3

Huang X G, Zhao J. Study of endoplasmic reticulum stress and apoptosis of peritoneal macrophage in rat induced by gadolinium chloride [J]. China Practical Medicine, 2010, 5(16): 1-3 (in Chinese)

[43] 黃學(xué)桂, 王法財(cái), 王海萍, 等. 氯化釓對(duì)大鼠腹腔巨噬細(xì)胞表達(dá)CD68的影響[J]. 安徽醫(yī)科大學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 44(1): 68-71

Huang X G, Wang F C, Wang H P, et al. Effects of gadolinium chloride on CD68 expression of rat peritoneal macrophages [J]. Acta Universitatis Medicinalis Anhui, 2009, 44(1): 68-71 (in Chinese)

[44] 申世剛, 高金華, 孫靜, 等. 氯化鑭和氯化釓對(duì)小鼠免疫細(xì)胞作用的體外實(shí)驗(yàn)[J]. 河北大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2010, 30(1): 84-88

Shen S G, Gao J H, Sun J, et al. Effects of LaCl3and GdCl3on primary mouse immune cells in vitro [J]. Journal of Hebei University: Natural Science Edition, 2010, 30(1): 84-88 (in Chinese)

[45] Tang X Y, Zhang Z L, Zhou B B, et al. Effect of lanthanum on quantity of major microorganism groups in yellow cinnamon soil [J]. Journal of the Chinese Rare Earth, 1998, 16(3): 193-197

[46] 俞慎, 李振高. 薰蒸提取法測(cè)定土壤微生物量研究進(jìn)展[J]. 土壤學(xué)進(jìn)展, 1994, 22(6): 42-50

Yu S, Li Z G. Research progress of fumigation extraction method of soil microbial biomass determination [J]. Progress in Soil Science, 1994, 22(6): 42-50 (in Chinese)

[47] 唐欣昀, 孫亦陽(yáng), 溫崇慶, 等. 低劑量外源稀土積累對(duì)黃褐土中微生物主要生理類(lèi)群的生態(tài)效應(yīng)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 24(2): 279-283

Tang X Y, Sun Y Y, Wen C Q, et al. Ecological effects of major soil microbial consortia in yellow cinnamon soil after receiving low dose of rare earth elements (REEs) [J]. Journal of Agro-Environmental Science, 2005, 24(2): 279-283 (in Chinese)

[48] Chu H Y, Zhu J G, Xie Z B, et al. Effects of lanthanum on microbial biomass carbon and nitrogen in red soil [J]. Journal of Rare Earths, 2001, 19(2): 63-66

[49] 周峰, 陳浮, 曹建華, 等. 外源稀土對(duì)土壤微生物特征的影響及時(shí)間效應(yīng)[J]. 中國(guó)稀土學(xué)報(bào), 2003, 21(5): 589-593

Zhou F, Chen F, Cao J H, et al. Effects of rare earth elements on microbial characteristics and temporal availability in rice soil [J]. Journal of the Chinese Rare Earth Society, 2003, 21(5): 589-593 (in Chinese)

[50] Tsuruta T. Accumulation of rare earth elements in various microorganisms [J]. Journal of the Chinese Rare Earth, 2007, 25(5): 526-532

[51] 褚海燕, 朱建國(guó), 謝祖彬, 等. 鑭對(duì)紅壤轉(zhuǎn)化酶、過(guò)氧化氫酶和脫氫酶活性的影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2001, 21(1): 77-80

Chu H Y, Zhu J G, Xie Z B, et al. Effects of rare earth element lanthanum on the activities of invertase, catalase and dehydrogenase in red soil [J]. China Environmental Science, 2001, 21(1): 77-80 (in Chinese)

[52] 黃建新, 楊一心, 唐雪玲. 稀土配合物農(nóng)用對(duì)土壤微生物活性的影響[J]. 水土保持通報(bào), 2003, 23(2): 33-35

Huang J X, Yang Y X, Tang X L. Effect of coordination complexes of rare earth applied to agriculture on soil-microenvironment [J]. Bulletin of Soil and Water Conservation, 2003, 23(2): 33-35 (in Chinese)

[53] Diatloff E, Smith F W, Asher C J. Rare earth elements and plant growth: I. Effects of lanthanum and cerium on root elongation of corn and mungbean [J]. Journal of Plant Nutrition, 1995, 18(10): 1963-1976

[54] 羅冰, 陶宏征, 林麗飛, 等. 稀土元素鑭對(duì)水稻種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2009, 37(34): 16788-16789, 16813

Luo B, Tao H Z, Lin L F, et al. Effect of La3+on rice seed germination and seedling growth [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2009, 37(34): 16788-16789, 16813 (in Chinese)

[55] 褚海燕, 李振高, 謝祖彬, 等. 水溶液及紅壤提取液中鑭的生物毒性研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù), 2001, 20(2): 69-70, 93

Chu H Y, Li Z G, Xie Z B, et al. Biological toxicity of lanthanum in aqueous solution and extractable solution from red soil [J]. Agro-Environmental Protection, 2001, 20(2): 69-70, 93 (in Chinese)

[56] Tang X Y, Sun Y Y, Wen C Q, et al. Survival of Pseudomonas fluorescence X16(luxAB) strain in soils accumulated with mixed rare earth elements [J]. Journal of the Chinese Rare Earth, 2004, 22(6): 904-909

[57] 劉宛, 李培軍, 周啟星, 等. 污染土壤的生物標(biāo)記物研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2004, 23(5): 150-155

Liu W, Li P J, Zhou Q X, et al. Advances in the research of biomarkers of contaminated soils [J]. Chinese Journal of Ecology, 2004, 23(5): 150-155 (in Chinese)

[58] 黃云鳳, 高揚(yáng), 毛亮, 等. Cd、Pb單一及復(fù)合污染下土壤酶生態(tài)抑制效應(yīng)及生態(tài)修復(fù)基準(zhǔn)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30(11): 2258-2264

Huang Y F, Gao Y, Mao L, et al. The ecological inhibition effect of soil enzyme activity and ecological restoration baseline under Cd and Pb single and combined pollution [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(11): 2258-2264 (in Chinese)

[59] Li Z Y, Huang S F, Wang X Q, et al. Oxidative stress and cell apoptosis in Drosophila melanogaster induced by oral administration of cerium [J]. Journal of Xuzhou Normal University: Natural Science Edition, 2009, 27(4): 1-9

[60] 黃麗玫, 陳志澄, 顏戊利, 等. 稀土元素的致突變性研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1996, 16(4): 262-265

Huang L M, Chen Z C, Yan W L, et al. Study on mutagenicity of rare earths [J]. China Environmental Science, 1996, 16(4): 262-265 (in Chinese)

[61] Matsumoto Y, Komiyama M. DNA hydrolysis by rare-earth metal ions [J]. Nucleic Acids Symposium Series, 1992, 27(1): 33-34

[62] 楊輝, 嵇慶, 楊永軍, 等. 三價(jià)釔對(duì)紫露草的遺傳毒性研究[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 1997, 3(4): 319-322

Yang H, Ji Q, Yang Y J, et al. Study on genetic toxicity of three-yalence yttrium in Tradescantia [J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 1997, 3(4): 319-322 (in Chinese)

[63] 齊雪梅, 李培軍, 劉宛, 等. DNA指紋技術(shù)在污染土壤生態(tài)毒理診斷中的應(yīng)用[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2005, 24(11): 1351-1356

Qi X M, Li P J, Liu W, et al. Application of DNA fingerprint in eco-toxicological diagnosis of contaminated soil [J]. Chinese Journal of Ecology, 2005, 24(11): 1351-1356 (in Chinese)

[64] Blanck H, Wangberg S A, Molander S. Pollution-induced community tolerance--A new ecotoxicological tool [M]// Cairns J, Pratt J R (Eds). Functional Testing of Aquatic Biota for Estimating Hazards of Chemicals Philadelphia: American Society for Testing & Materials, 1988: 219-230

◆

AReviewonEcologicalToxicityofRareEarthElementsinSoil

Jin Shulan1, Huang Yizong2,*

1. Shangrao Normal University, Shangrao 334000, China 2. Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences，Beijing 100085, China

20 January 2013accepted8 May 2013

China is one of the rare earth resources-rich countries, and more than 90% of consumption of rare earth products in the world are produced in China recently. Unreasonable mining and smelting of rare earth resources, application of rare earth elements in farmland, and other reasons, resulted in serious pollution of the surrounding environment in mining area, and accumulation of rare earth elements in soil. In order to understand the influence of rare earth elements on farmland ecological system, the researches addressing ecological toxicity of rare earth elements were reviewed. The higher content of rare earth elements in soil will affect the structure and function stability of farmland ecosystem, and cause a series of toxicological effect. The higher concentration of rare earth elements can damage the structure and properties of plant cell membrane, affect antioxidant system in plants, disturb the normal uptake and utilization of mineral nutrients, and induce plant cell dysplasia and chromosome aberration. Rare earth elements can affect animals' digestive, respiratory, reproductive, nerve, blood and immune system. The quantity, species, community structure and function diversity of soil microorganism can be affected by rare earth elements. The diagnosis methods of ecological toxicity of rare earth elements in soil were discussed. Plant toxicity diagnosis method, earthworm toxicity diagnosis method, soil microbial diagnostics, biomarker diagnosis method and genetic toxicity diagnosis method can be used to diagnose the ecological toxicity of rare earth elements in soil. The article concluded with recommendations for future study of ecological toxicity of rare earth elements in soil, including studying of toxic effect of rare earth elements on soil animal and microorganism on community, individual and cellular levels, exploring the new methods and techniques of eco-toxicity diagnosis of rare earth elements, studying the relationship between rare earth element bioavailability and soil factors.

soil; rare earth elements; plant; animal; microorganism; toxicity; diagnosis; farmland ecosystem

中科院院地合作項(xiàng)目“江西省典型礦區(qū)及周邊土壤重金屬污染特征及其聯(lián)合修復(fù)技術(shù)”；上饒師范學(xué)院科技立項(xiàng)課題(201308)

金姝蘭(1966-)，女，江西余江人，副教授，研究方向?yàn)樯鷳B(tài)地理學(xué)，E-mail: jsl809@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: hyz@ rcees.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20130312001

金姝蘭，黃益宗. 土壤中稀土元素的生態(tài)毒性研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2014, 9(2): 213-223

Jin S L, Huang Y Z. A review on ecological toxicity of rare earth elements in soil [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(2): 213-223 (in Chinese)

2013-01-20錄用日期2013-05-08

1673-5897(2014)2-213-11

X171.5

A

黃益宗(1970—)，男，博士，研究員，主要從事重金屬在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移、轉(zhuǎn)化和積累研究，以及污染土壤修復(fù)技術(shù)、污染生態(tài)學(xué)等方面的研究，近年來(lái)在國(guó)內(nèi)外核心刊物發(fā)表論文130多篇。