稀土矿开发过程污染物对土壤生物有效性研究进展

孙 峰，冯秀娟

（江西理工大学资源与环境工程学院，江西 赣州 341000）

稀土矿开发过程污染物对土壤生物有效性研究进展

孙 峰，冯秀娟

（江西理工大学资源与环境工程学院，江西 赣州 341000）

针对稀土矿采用原地浸矿工艺开采稀土过程中大量含有稀土、硫铵以及其他污染物的浸矿残留液进入周边农田土壤环境的现状，总结了国内外不同污染物对土壤生物有效性的研究进展及评价方法，为研究稀土及浸矿剂硫铵对土壤蚯蚓等生物有效性的课题提供理论基础.旨在通过探讨稀土元素及浸矿剂硫铵对土壤生物产生的影响，为稀土矿开发活动破坏周边农田土壤环境的生态评价提供实验依据及参考信息.

稀土；原地浸矿；农田土壤；蚯蚓；生物有效性

0 引 言

稀土作为一组金属元素的简称，也就是化学元素周期表中第三副族中的镧系元素，以及元素钪和钇，共包括17种元素.由于稀土元素具备特殊的物理化学性质，近年来稀土在工业、农业、国防、医学及新材料等领域得到广泛应用.但常年来在稀土矿开采冶炼和稀土分离过程中，浸矿剂硫铵的大量使用，使得稀土化合物和残留硫铵进入农田土壤生态系统，且农田土壤中稀土元素存在富集趋势[1]，且过量的浸矿剂(NH4)2SO4（硫酸铵）的摄入会改变土壤的肥力及pH[2].虽然稀土对人或动物的致病作用和对蛋白质、酶的作用仍存在争议，但稀土元素的生物毒性和致病影响已引起了人们的关注[3]，因此进入土壤的稀土及浸矿剂(NH4)2SO4（硫酸铵）对环境的生态毒理效应问题令人担忧.

1 原地浸矿工艺

所谓原地浸矿工艺，大量用于离子型稀土矿，就是在不破坏矿区地表植被、不开挖表土与矿石的情况下，划分矿块，开掘若干渗井，注入浸矿剂硫铵溶液，使矿石中稀土转入溶液形成稀土母液，进而收集回收稀土的方法[4].

虽然该方法基本上不破坏矿山植被，不产生剥离物及尾沙污染，但浸矿剂硫铵的使用必然会产生大量含有污染物质的残留液以及相对利用价值较低的稀土母液进入周边农田土壤，从而影响土壤生态环境.

2 污染物生物有效性概念

目前，在环境科学研究领域中生物有效性是一个非常重要的热点问题，且研究者们对生物有效性的定义有很多种[5-6].

K T Semple（2004）等[5]相继提出生物有效性与生物可给性两个概念，生物有效性指一定时间内化学污染物质通过某种介质进入生物体内的量；而生物可给性指一定时间内化学污染物质进入生物体内的潜在能力以及污染物质的量.M Alexandert（2000）[6]则将生物有效性定义为化学污染物质对生物的潜在毒性及可接触性.而国内有学者提出污染物的有效性是指污染物对环境的有效性，其中包括污染物对环境的物理化学有效性及生物有效性；并且将生物有效性定义为污染物以土壤环境为介质对土壤生物有效的那部分，分为生物降解、生物摄取及生物毒性三大类.

3 污染物生物有效性研究进展

3.1 稀土对土壤生物有效性研究进展

3.1.1 稀土对土壤中动物（蚯蚓）的影响

蚯蚓作为土壤生态系统中重要组成部分之一，对土壤生态健康具有敏感的指示作用.目前有关重金属、农药污染、重金属与有机化合物复合污染、重金属复合污染、多环芳烃单一及复合污染对蚯蚓的生态毒理效应研究方面比较众多[7-12]，而有关稀土对蚯蚓的毒性响应研究相对较少.

（1）稀土在蚯蚓体内的富集.谢克和(1992)等[13]采用蚯蚓盆养法，通过喂食蚯蚓含有稀土浓度分别为0、4、40、400、1200mg/kg 的牛粪 25 d，在保证蚯蚓的最佳生活温度、湿度等条件下；一段时间后，采用三溴偶氮胂直接光度法测量蚯蚓体内稀土残留量；实验发现：蚯蚓饲料中稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]的浓度为0、4、40mg/kg，饲养25 d后，测得相对应喂食的蚯蚓体内稀土残留量分别为10.5、20.3、62.4mg/kg.表明蚯蚓体内稀土残留量随着饲料中稀土添加量的增加而提高，稀土在蚯蚓体内产生一定的富集效应.

（2）稀土对蚯蚓生长繁殖的影响.谢克和（1992）等[13]研究表明，通过喂食蚯蚓含有4～1200mg/kg不等浓度的稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]的牛粪对蚯蚓繁殖性能无显著作用，试验间每条蚯蚓的产茧数平均在 11～12 之间；当喂食稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]含量40mg/kg的牛粪时，蚯蚓增重率较对照组高10.4%，而当喂食稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]含量为400、1200mg/kg的牛粪时，蚯蚓体重降低，且相比对照组蚯蚓体重降低28%、30%.表明稀土对生物有“低促高抑”的生态效应[14-16]，这与国内外学者在稀土对生物尤其是对微生物和植物的影响的研究结果相符.

（3）稀土对蚯蚓体内氨基酸含量的影响.花日茂（2003）等[17]采用滤纸接触染毒法，通过使不同浓度的ReCl3与LaCl3溶液接触蚯蚓，每个处理浓度重复3次，24 h后取出并烘干至恒重，然后测定蚯蚓体内氨基酸含量.试验结果表明：稀土ReCl3与LaCl3溶液对蚯蚓体内氨基酸含量影响显著，当两种稀土氯化物溶液浓度在100～1200mg/L区间内，蚯蚓体内氨基酸含量呈有规律变化；100～200mg/L低浓度的稀土溶液处理的蚯蚓体内除脯氯酸（PRO）外其余15种氨基酸含量增加，表明低浓度稀土溶液与蚯蚓接触24 h后表现为促进蚯蚓体内氨基酸的形成，产生促进作用；而高浓度1200mg/L的稀土溶液处理的蚯蚓体内16种氨基酸含量均降低，表明高浓度稀土溶液与蚯蚓接触24 h后则使蚯蚓体内氨基酸含量下降，产生抑制作用；且当稀土浓度为200mg/L处理的蚯蚓体内氨基酸含量都达到最高.两种稀土Re、La氯化物溶液在400mg/L浓度以内时，蚯蚓体内氨基酸含量除脯氨酸外开始上升，且48 h内随着作用时间延长，蚯蚓氨基酸含量总体显著增高，并达到最高值；至120 h后，稀土氯化物溶液总体上对蚯蚓体内氨基酸产生抑制作用.

3.1.2 稀土对土壤微生物的影响

唐欣昀(1997)等[15]认为土壤微生物作为土壤生态系统不可或缺的一部分，参与土壤有机质、腐殖质以及土壤养分等成分的形成、分解及转化等过程，促进土壤肥力的增加；并且微生物对外源污染物的刺激反应敏感，微生物代谢快、生命周期短等特点，因此微生物是研究稀土在土壤中累积效应的理想指示生物[18].故选择土壤微生物作为研究稀土对土壤环境影响的指示生物逐渐被许多研究者采纳，并取得了许多研究成果.

（1）稀土对土壤微生物数量和种类的影响.褚海燕（2000）等通过向微生物培养基中添加稀土镧（La）的试验结果表明，培养基中稀土镧（La）浓度越高，培养基中细菌、放线菌及真菌等微生物数量减少，且细菌在稀土镧（La）浓度达到200mg/L以上不能存活；放线菌在稀土镧（La）浓度达到150mg/L以上不能存活；而真菌在稀土镧（La）浓度达到500mg/L时都还能存活40%；说明在微生物纯培养的情况下，稀土镧（La）对微生物有较强的毒性作用，且毒性大小是：真菌＜细菌＜放线菌；稀土镧（La）浓度小于150mg/kg对土壤硝化细菌存在强烈促进作用，30mg/kg刺激最大对硝化细菌的数量增长率促进达到84%，但当稀土镧（La）浓度大于150mg/kg则对土壤硝化细菌表现抑制作用，900mg/kg抑制作用最大且抑制率达到63%和84%.

唐欣昀（1997）等试验表明，黄褐土中稀土La、Ce积累分别达到土壤吸附容量 （adsorption capacity，简写为AD）5%与10%以上时对细菌总数产生抑制作用；黄褐土中稀土La、Ce积累分别达到20%与10%以上时放线菌总数呈下降趋势，对放线菌产生抑制作用；而黄褐土中稀土La作用下真菌数量一直呈上升趋势，积累达30%AD时刺激作用减弱，稀土Ce积累达30%以上时，真菌数量开始下降.因此从上述研究试验可以得出稀土确实对土壤微生物的数量及种类存在显著影响.

（2）稀土对土壤微生物种群多样性的影响.唐欣昀（1997）等在研究铈（Ce）对黄褐土中微生物区系影响的试验中发现，低浓度的稀土Ce积累量达10%AD以下时，土样中放线菌不同形态的菌落种类有10多种；但稀土Ce积累量达20%AD以上时，放线菌菌落种类只存2～4种，其中链霉菌的白孢类群占绝对优势（＞90%），因此表明土壤中稀土Ce高积累时放线菌种群结构改变，种类减少.同样在黄褐土壤中，虽然稀土Ce增加真菌的总数，但稀土Ce高积累情况下土壤中真菌种群数也相应减少.说明稀土对土壤种类微生物的种群结构的改变产生一定的影响.

（3）稀土对土壤微生物的生物量的影响.蒋先军（2000）等[19]认为土壤微生物生物量是代表调控土壤中能量、养分循环及土壤有机质转化所对应的微生物数量，并且可以表现土壤中总碳（C）或总氮（N）的动态变化速度，是重要的生物学指标.

陈祖义（1999）等[20]研究发现，施用稀土的土壤中真菌和放线菌生物量较对照增加了10倍和2～3倍.而荆国芳（2002）等[21]的土培试验表明，La对红壤中微生物C、N均表现为抑制作用，且稀土含量越高抑制作用越强，稀土含量到达100mg/kg时抑制效果显著.褚海燕（2001）等[22]利用水稻盆栽试验得出，低浓度的稀土镧(La)对土壤中总C、N转化速率有少量促进作用，但浓度达到一定程度转为抑制作用且抑制强度随La浓度增加而增强，在稀土La浓度达到300mg/kg时抑制效果显著.继而表明土培试验结果与水稻盆栽试验结果不同，因此当以土壤微生物量作为评价稀土影响土壤生态安全的指标时，应着重注意植物—土的相互作用对微生物的影响.

3.1.3 稀土对土壤农作物的影响

选用某些土壤农作物的生长及生产情况来评价农田土壤的生态健康状况已成为土壤污染评价的重要方法之一.而稀土微肥大面积被推广的今天，过量的稀土进入农田土壤生态系统后，通过食物链进入人体会不会造成不良影响，目前暂无定论.

陈照喜（1995）等[23]研究发现，对茶树施用一定的稀土微肥1年后，茶树中稀土总量增加3.00mg/kg；而茶叶中稀土总量增加2.83mg/kg，铈组稀土的含量增加了3.74mg/kg，而茶叶中钇组稀土的含量下降0.91mg/kg；说明茶叶对铈组稀土存在较强的富集作用.而胡忻（2002）等[24]通过研究稀土镧(La)在小麦幼苗富集与幼苗生长的关系中发现，小麦幼苗对稀土镧(La)的富集程度随着土壤中稀土镧(La)的浓度增加而增加，小麦幼苗对稀土镧(La)的富集速度及稀土镧（La）从根系向枝叶的迁移速度与土壤中稀土镧(La)暴露浓度呈显著的对数关系.上述两个试验均说明土壤农作物显然对稀土元素存在一定的富集作用.

胡忻（2002）等[24]研究表明，当培养溶液中稀土镧(La)浓度在0.5～25mg/L区间内，稀土镧(La)抑制幼苗根的生长，降低茎叶和根系的干重，降低水稻根系中矿物元素 （Ca、Mg、Zn、Mn） 的含量； 幼苗对稀土镧（La）的富集量与培养液中稀土镧（La）的暴露浓度呈正相关关系，富集速度及稀土镧（La）从根系向枝叶迁移速率与培养液中稀土镧(La)暴露浓度呈显著的对数关系；而对照组或恢复组降低稀土镧(La)用量后，水稻幼苗生长速率加快，四种矿物元素含量升高.

部红建（2004）等[25]试验发现，低浓度的外源稀土在红壤、黄潮土及黄褐土等不同类型土壤中均对刚种植油菜及大豆表现出促进生长作用，但对刚种植的大豆施用外源稀土用量达到13.674mg/kg时，第二季和第三季大豆产量表现减产现象，而对刚种植油菜施用外源稀土用量达到1.367mg/kg以上，油菜产量随着稀土用量增加而减少.从而说明，低浓度稀土对农作物存在促进作用，而高浓度稀土对农作物存在抑制作用，这与稀土对生物有“低促高抑”[13-16]的生态效应研究相符.

3.1.4 稀土对其他动物生长的影响

中国在20世纪80年代就开始了稀土对动物的生物有效性研究，并且发现用一定量轻稀土混合于饲料中喂养猪、鱼、虾、免、牛羊等家畜等动物时，发现稀土能促进家畜动物的抗病能力、重量及存活率[26].

王永兴(1998)等[27]研究发现，不同浓度的4种稀土离子 La3+、Sm3+、Y3+、Gd3+处理梨形四膜虫 24 h 后，在低浓度的 La3+、Sm3+、Y3+、Gd3+稀土离子对梨形四膜虫具有促进生长作用，但随着稀土离子浓度升高而表现出对梨形四膜虫的毒性作用，抑制梨形四膜虫体内总蛋白质和总核酸的形成.杨维东（2000）等[28]通过用含有 0、50 、500mg/kg浓度的 Ce(NO3)3(硝酸铈)的标准饲料喂养大白鼠，1年后，喂食含有低剂量50mg/kg的Ce(NO3)3饲料的大白鼠平均体重较对照组增加21.5%，而喂含有高剂量500mg/kg的Ce(NO3)3饲料的大白鼠平均体重较对照组降低40%，表明低剂量的Ce(NO3)3对大白鼠的生长具有明显的促进作用，高剂量的Ce(NO3)3对大白鼠的生长具有明显的抑制作用.刘颖（2001）等[29]采用含有 0.1、0.2、2、10、20mg/kg浓度的La(NO3)3(硝酸镧)的饲料喂食Wistar大鼠，对照组喂食等量的生理盐水，连续灌胃6个月后发现，20mg/kg组的大鼠体重增加缓慢且大鼠体内肝细胞出现一定损伤，而随着La(NO3)3浓度的降低，大鼠体重增加速率升高，且0.1mg/kg浓度的La(NO3)3会促进大鼠肝细胞糖原合成.马文彬（1990）和周莉（1994）等[30-31]分别采用放射免疫法测定分泌激素水平及透射电镜观察的方法发现，低剂量氯化钐促进雌性Wistar大白鼠分泌生长激素，提高血清中生长激素的水平以及使血清T4水平降低的作用.

有关稀土化合物作为饲料添加剂喂养家畜具有增产和提高免疫力等报道非常多[26-28]，在鲢鱼、鲤鱼等的饲料中每公斤添加85～100 g的稀土化合物，可使鱼日增重提高10%～15%，并且增加鱼的免疫力，减少鱼病发生.目前使用一定量的稀土镧和铈等有机盐作为饲料添加剂对猪、鸡等增重作用也得到证实，并且可提高饲料的利用率.但大量使用稀土饲料添加剂的同时也得注意稀土过量进入食物链的潜在问题.

3.2 硫酸铵对土壤生物有效性研究进展

硫酸铵又称硫铵，是国内外最早生产和使用的一种氮肥.通常把它当作标准氮肥，含氮量在20%～21%之间.对于土壤而言，硫酸铵最适于中性土壤和碱性土壤，而不适于酸性土壤.而南方主要以酸性土壤为主，硫酸铵作为氮肥的大量使用，在促进土壤农作物生长的同时，也对土壤生态环境造成一定的负面影响[32].目前，稀土矿开采一般采用原地浸矿工艺[4，33]，该工艺采用大量硫酸铵作为浸矿剂，导致含有大量硫酸铵的浸矿残留液进入土壤及河流生态系统，从而对环境造成负面影响，而目前有关硫酸铵对土壤生物有效性的研究未见报道.

韩时忠(1999)等[32]研究发现，在酸性土壤中，施入硫铵后，铵离子与土壤粘粒上的氢离子交换形成硫酸，长期大量单独施用硫铵会导致土壤酸化，而且研究表明长期过量单纯的硫酸铵进入土壤生态系统，其有营养的部分含氮（N）的铵阳离子（NH4+）被植物大量吸收，而没有营养的硫酸根离子（SO42-）则与在植物吸收铵根离子 （NH4+）的交换过程中排出的氢离子（H+）结合，致使土壤酸化.张磊（2006）等[34]也认为施用硫酸铵的量会影响土壤pH、土壤中离子组成、土壤阳离子交换量.

3.3 其他污染物对土壤生物有效性研究进展

原地浸矿工艺开发稀土矿过程中，排出的浸矿残留液中伴随着一定量的其他污染物质如重金属，有机污染物如多环芳烃等进入农田土壤环境.

刘宗平（2005）[35]利用生态系统研究重金属的生物有效性，结果表明：重金属在各种生物体内均有不同程度的吸收和累积，使得重金属污染区的农作物和牧草中Pb、Cd含量超过动物的最大耐受量和中毒临界值，并且调查发现，某冶炼厂投产后，附近放牧的羊和马开始发病，羊表现为极度消瘦、毛粗乱、可视黏膜苍白、心率加快（103.3±5.8 次/min），马表现精神沉郁、缓慢性消瘦、易疲劳出汗等现象.且附近土壤、牧草和水中Cu、Zn含量显著高于对照区.

赵作媛（2006）与 N W Xiao(2006)等[36-37]证实蚯蚓体内的过氧化氢酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）和谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-PX）对重金属、多环芳烃、农药及重金属污染与多环芳烃复合污染的响应；R K Achazi(1998)等[38]也利用蚯蚓体内多功能氧化酶—P450酶系在外源化合污染物诱导下发生氧化降解的特性，对土壤中有机污染物如多环芳烃的响应进行评价，但P450酶系对污染物的响应没有特异性且蛋白的提取及纯化比较复杂，影响测定酶活的精确度.蚯蚓细胞内溶酶体以及DNA损伤也都成为检测农药、石油烃等土壤污染以及污染物致癌、致畸、致突变等效应的理想生物指示物，在土壤污染遗传毒性分析等方面有显著的应用价值[37，39].

综上所述，重金属、多环芳烃等有机污染物对土壤生物的具有强烈的毒性作用，通过生物的消化道、呼吸道、皮肤等途径吸收，再经过血液循环进入体内组织和脏器，并且大部分重金属元素在体内具有蓄积性，对生物产生急性和慢性的毒性反应并可能引起致畸、致癌和致突变作用，影响土壤生物体内酶活、DNA等微观特性的变化[40].

4 污染物生物有效性评价方法

4.1 生物学评价法

生物学评价法[41-46]作为目前最直观表达污染物生物有效性的方法.通过选择合适的目标生物受体将其暴露于含有特定的污染物土壤中，并且选择相应的表征因子，最终直接或间接的表征污染物的生物有效性.常用的目标生物受体有蚯蚓、微生物、植物等；应用表征因子的选择根据所选目标生物的不同而不同，如蚯蚓等土壤动物评价时表征因子可选择急死亡率、繁殖率、生长率、生物积累以及体内酶活性变化等；微生物评价时表征因子可选择菌落数、种群、生物量以及酶活性变化等；植物评价时表征因子可选择呼吸作用和生长率等.

4.2 生物学评价方法的应用状况

谢克和(1992)等[13]通过选择蚯蚓为目标受体生物，将其喂食含有不同浓度稀土的牛粪.实验发现：蚯蚓饲料中稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]的浓度为 0、4、40mg/kg，饲养25 d后，测得相对应喂食的蚯蚓体内稀土残留量分别为10.5、20.3、62.4mg/kg.喂食稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]含量 40mg/kg 的牛粪时，蚯蚓增重率较对照组高10.4%，而当喂食稀土硝酸盐[RE（NO3）3·nH2O]含量为 400、1200mg/kg 的牛粪时，蚯蚓体重降低，且相比对照组蚯蚓体重降低28%、30%.表明稀土在蚯蚓体内产生一定的富集效应，且对蚯蚓有“低促高抑”的有效性作用[17-18].S Lewis（1999）等[47]认为热休克蛋白对多种污染物的胁迫都在产生相应的反应，可以作为五氯酚及重金属铜、铅等污染因素对土壤污染的评价中的表征因子.赵作媛（2006）与N W Xiao(2006)等[36-37]证实蚯蚓体内的过氧化氢酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）各谷胱甘肽过氧化物酶（GSH-PX）对重金属、多环芳烃、农药及重金属污染与多环芳烃复合污染的响应；R K Achazi(1998)等[38]也利用蚯蚓体内多功能氧化酶—P450酶系在外源化合污染物诱导下发生氧化降解的特性，对土壤中有机污染物如多环芳烃的响应进行评价.

综上所述，目前生物评价法已经作为污染生物有效性评价的最主要评价方法.

4.3 目标生物受体的选择

在选择生物评价法进行污染物生物有效性评价时，目标生物受体的选择不同得到的污染物有效性可能不同.例如，J C White等[48]研究土壤中的菲对蚯蚓和细菌的生物有效性测试后发现，尽管蚯蚓生物积累和细菌矿化的程度都随着老化时间而下降，但是这两种生物有效性下降的程度并不相同.因此对土壤中污染物的生物有效性进行生物学评价时需要选择合适的生物物种.

本文在查阅大量文献的基础上，选择蚯蚓作为稀土矿开发过程中污染物生物有效性的目标生物受体.蚯蚓是标准的土壤毒性试验生物，将其作为评估土壤中污染物生物有效性的指示生物的原因有：①蚯蚓广泛分布在土壤中，经常接触土壤；②蚯蚓在多种类型土壤中均能存活，在实验室培养条件下，可以用于测试不同类型的土壤；③蚯蚓的外表皮表面没有角质层，因此不仅通过摄食吸收土壤中的污染物，也能通过表皮直接从土壤中摄取污染物；④对少量蚯蚓进行分析测试即能反映土壤中污染物的浓度水平[49].此外，在蚯蚓生态毒理方面已有大量研究，使得蚯蚓成为评估土壤中污染物的生物有效性的杰出指示生物受体.同时本文以赣南原地浸矿工艺开采稀土矿过程污染农田土壤为研究对象，而蚯蚓在南方地区农田土壤属于常见生活，因此选择蚯蚓作为目标生物受体对后续试验深入研究提供极大便利.

5 结束语

综上所述，采用原地浸矿工艺开采稀土矿过程中，大量稀土、浸矿剂硫铵及其他污染物进入农田土壤，对土壤环境产生诸多影响.如稀土在土壤生物及农作物中会产生累积效应，浸矿剂硫铵改变土壤有效使用条件及土壤理化性质等，鉴于重金属、多环芳烃等污染物对农业生态环境的污染及教训，稀土矿开发过程中稀土及硫铵进入农田土壤环境的现象同样需要全面的评价.

采用生物学评价法，选择蚯蚓作为目标生物受体—土壤环境健康指示生物作为研究稀土及硫铵生物有效性报道较少.采用自然土壤法，以无污染的土壤为供试土壤，通过加入不同浓度梯度的硝酸钇及硫铵，研究含稀土及硫铵的土壤对蚯蚓的生长及体内酶活等生物指标的影响，并测定在蚯蚓体内的富集程度以及对蚯蚓的毒性范围.此次深入研究原地浸矿工艺开发稀土矿活动对土壤环境的影响，为稀土矿开发活动破坏周边农田土壤环境的生态评价及治理提供实验依据及参考信息，并对原地浸矿工艺的完善提供帮助.

[1]王咏梅,赵 仕,林赵凡,等.农用稀土肥料对环境影响的研究[J].四川师范大学学报:自然科学版,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,聂刘旺,陈启龙,等.稀土元素的生物安全性探讨[J].生物学杂志,2004,21(2):4-6.

[4]杜 雯.离子型稀土原地浸矿工艺对环境影响研究[J].江西有色金属,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]郭永灿,王振中,张友梅,等.重金属对蚯蚓的毒性毒理研究[J].应用与环境生物学报,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.两种新型杀虫剂在不同暴露系统对蚯蚓的急性毒性[J].生态学杂志,1999(6):20-23.

[13]谢克和,谭天爵.稀土硝酸盐对蚓蚯生长繁殖的影响[J].农业环境保护,1992,11(5):223-235.

[14]俞 慎,李振高.重量提取法测定土壤微生物研究进展[J].土壤学进展,1994,22(6):42-50.

[15]唐欣昀,张自立.铈积累对黄褐土中土壤微生物区系的影响[J].应用生态学报,1997,8(6):585-588.

[16]褚海燕,李振高,谢祖彬,等.稀土元素镧对红壤微生物区系的影响[J].环境科学,2000,21(6):28-31.

[17]花日茂,张自立,吴新安,等.稀土对蚯蚓体内氨基酸含量的影响[J].应用生态学报,2003,14(10):1787-1789.

[18]胡玉敏,申秀英,赵 青.农用稀土对土壤生物的生态毒性效应研究进展[J].金华职业技术学院学报,2006,6(6):53-55.

[19]蒋先军,骆永明,赵其国.重金属污染土壤的微生物学评价[J].土壤,2000,32(3):130-134.

[20]陈祖义.稀土的生物效应与农用稀土的累积影响[J].农村生态环境,1999,15(3):44-48.

[21]荆国芳,钱晓晴.外源稀土在黄刚土中形态分布和生态效应研究[J].稀土,2002,23(2):38-42.

[22]褚海燕,曹志洪,谢祖彬,等.镧对红壤微生物碳、氮及呼吸强度的影响[J].中国稀土学报,2001,19(2):158-160.

[23]陈照喜,王晓蓉,田笠卿,等.土壤和茶树对稀土元素的富集作用[J].中国环境科学,1995,15(2):45-47.

[24]胡 忻,戴乐美,王晓蓉,等.镧在小麦幼苗富集与幼苗营养生长的关系[J].中国环境科学 2002,22(2):137-141.

[25]部红建,常 江,张自立,等.镧对水稻根质膜透性和根分泌物中几种营养离子含量的影响[J].应用生态学报,2004,15(4):651-654.

[26]秦俊法,陈祥友,李增禧.稀土的生物学效应[J].广东微量元素科学,2002,9(3):3-16.

[27]王永兴,顾传辉.稀土金属离子对梨形四膜虫的24小时生长影响[J].上海环境科学,1998,17(7):10-13.

[28]杨维东,王 艇,雷衡毅,等.长期低剂量饲喂稀土对大白鼠体重及基因组DNA的影响[J].中国稀土学报,2000,18(1):67-70.

[29]刘 颖,陈 东,陈爱军,等.硝酸镧对大鼠肝脏的亚慢性毒性实验研究[J].中国稀土学报,200l,19:167-170.

[30]马文彬,尹 昕,朱秀雄,等.氯化钐对雌性大白鼠内分泌腺结构和功能的影响[J].中国稀土学报,1990,8(2):162.

[31]周 莉,聂毓秀,陈玉兰.小剂量三氯化钐对体外培养甲状腺细胞结构与功能的影响[J].中国稀土学报,1994,12(2):168.

[32]韩时忠,姜 平,陈旭晖.硫酸铵对土壤环境影响及农业市场分析[J].贵州环保科技,1999(2):19-21.

[33]吴爱祥,尹升华,李建锋.离子型稀土矿原地溶浸溶浸液渗流规律的影响因素[J].中南大学学报:自然科学版,2005,36(3):507-509.

[34]张 磊,宋凤斌,崔 良.化肥施用对土壤中重金属生物有效性的影响研究[J].中国生态农业学报,2006,14(4):123-125.

[35]刘宗平.环境重金属污染物的生物有效性[J].生态学报,2005,25(2):274-276.

[36]赵作媛,朱 江,陆贻通,等.镉-菲复合污染对蚯蚓急性毒性效应的研究[J].上海交通大学学报:农业科学版,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]毛德寿.环境生化毒理学[M].沈阳:辽宁大学出版社,1986.

[41]张聪恺.土壤中多氯联苯对蚯蚓的生物有效性评价方法研究[D].杭州:浙江大学,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

国家自然科学基金资助项目（21067003）；江西省自然基金项目（20114BAB203024）

孙 峰（1988- ），男，硕士研究生，主要从事稀土矿开发过程中污染物的生物有效性的研究，E－mail:sunfeng.0815@163.com,

冯秀娟（1973- ），女，教授，博士，主要从事生态污染等方面的研究与教学工作，E-mail:xiujuanf@mail.tsinghua.edu.cn.