生态毒性测试在土壤修复效果评价中应用的研究进展

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(同济大学 环境科学与工程学院，上海 2000921)

1 引言

如今,由工业生产、居民生活、采矿活动排放的废弃物，不合理地使用化肥和农药以及污水灌溉导致的土壤污染问题已经受到了越来越多的公众关注[1-2]。我国已有333万公顷的耕地因受到严重污染而无法使用[3]。受污染的土壤需要经过合理修复处理后才能继续有效的利用，在实施土壤修复方案后，还需要进行后续观察和评价，以确保达到修复目标，满足相应土地利用的要求。评价修复效果不仅是整个修复工程的重要组成部分，还可为修复后土壤的管理和再利用提供依据和指导[4]。许多可以有效降低土壤中污染物浓度的方法，已得到了广泛的研究和应用[5]；然而修复效果评价的研究还比较分散，有待进一步深入。

2 土壤修复效果评价现状

目前土壤修复的评估工作主要从土壤的理化性质、污染物的含量(总量和形态)以及浸出特性三个方面来开展[6]，但这些方法存在着诸如无法对土壤污染的削减状况进行全面表征、无法反映污染物对生物的毒性效应、无法对污染物的代谢毒性进行追踪等的局限性[7]。随着近些年土壤生态毒理学这一毒理学中最年轻分支的发展[8]，生态毒性测试展现出其独特的优势而被越来越多地运用到了土壤修复效果的评价中来。本文不仅系统地总结和讨论了近年来生态毒性测试方法在土壤修复效果评估中应用的探索和尝试，而且还讨论了方法的限制性及其现实用的差距，最后将对实际评价的局限性和今后的研究需要做出总结。

3 陆生生物毒性测试法

3.1 土壤植物法

植物作为生产者，是土壤生态系统的重要组成部分。植物毒性试验在土壤修复效果评价中的应用是以土壤中有害物质的变化以及植物生长条件为基础的，污染物的浓度、分布和形态是影响种子萌发和植株生长的关键。一般来说，植物越容易接触和吸收到污染物，污染物的毒性就越强，植物生长就会受到相应的影响，植物器官内残留积累的污染物也会增加。在修复过程中，污染物的去除通常伴随着土壤性质(pH，CEC、土壤肥力、滞留能力等)的变化，而这同样会对植物的生长产生影响。因此，考察植物生理、生态、生长状况对污染土壤的反应以及植物器官内残留积累的污染物成为了从生态毒理学角度评价土壤修复效果的重要方法之一[9]。

为了保证实验的有效性，如何筛选出重复性好、敏感和易于驯化使用的植物种子是方法的关键，同时还应针对不同实验需求，选取考察植物不同的生长期。由于植物生态毒理学研究起步较早，已有相对成熟的测试方法，根据其测试终点主要可以分为3类：根伸长实验、种子发芽实验和植物幼苗生长实验。其中根伸长和种子发芽的急性毒性实验，操作简便，实验周期较短，为4～8天，主要考察受试土壤对植物胚胎发育的影响；而生长实验多以繁殖为测试终点，尽管国际标准方法(ISO22030)中采用了如燕麦和芜青这样生长周期较短的植物，但花费时间仍较长，为3～8周，相应的，相较于发芽和根伸长实验，生长实验更为可靠和全面。

近些年掀起了纳米材料在土壤修复领域应用的热潮，国内外诸多研究都采用了植物毒性法评价污染土壤的修复效果。Wang Yu等人利用甘蓝型油菜和大白菜的8日根伸长实验对羧甲基纤维素钠稳定化纳米零价铁修复的铬污染土壤进行植物毒性测试，从植物的生长状况和Cr的摄入量验证了材料对污染土壤的修复效果[10]。Jin[11]等人也使用纳米羟基磷灰石固定土壤中的铅，实验表明，该修复方法提高了黑麦草的生物量，提高了黑麦草从土壤中去除铅的效果。但也不是所有的修复措施都能减少植物毒性，D.Rede等人[12]利用EPA的标准发芽实验，检验出芬顿氧化法和绿色纳米零价铁进行土壤的修复时会使莴笋发芽率降低45%，根伸长抑制率达80%。也有一些研究在毒性测试方法上做了一些大胆的尝试，Santini等人[13]观察到植被对铝土尾矿土壤的自发侵蚀，并将其作为矿区土壤修复过程的指标。但由于植被侵蚀过程耗时较长(超过30年)，因此该评价方法不适合一般的修复案例，但有利于对生态影响的长期研究。

3.2 土壤动物法

土壤动物毒性试验研究了修复后土壤仍存在的不利因素对土壤动物群形态、生理、行为的影响。对于土壤污染，蚯蚓因其与土壤的密切接触且具有数量多，分布广泛，易于采样，对土壤的变化敏感等诸多优点被广泛用作试验物种[14-15]。除蚯蚓外，其他动物物种如螨虫、等足类、线虫和原生动物也具有很好的土壤生态毒性评估潜力[16]。

土壤动物毒性实验研究的生理指标有存活、繁殖、生长、发育和行为等。通常使用的土壤生态毒性测试方法主要有三种：急性毒性实验，繁殖实验以及回避行为实验。急性毒性测试实验周期短，但灵敏度较低，繁殖实验虽能弥补灵敏度上的缺点但测试周期过长为1～2个月，回避行为实验时间最短一般只有两天，且灵敏度与繁殖实验相近[17]。

Chang等利用蚯蚓的急性毒性实验对铅污染土壤修复前后进行生态毒性评价，结果表明修复后的土壤对蚯蚓存在明显的毒性效应[18]。在有机堆肥修复重金属污染土壤的实验中，Gonzalez等人[14]利用蚯蚓评价土壤修复效果，在有机堆肥添加量超过25%时，改良土壤中可給金属浓度和电导率显著提升，导致所有蚯蚓在未稀释的土壤中死亡，繁殖受到了完全抑制。这些结果表明，动物毒性试验是评估土壤修复的有效工具。

4 土壤微生物法

微生物毒性是指微生物暴露于不利因素后对其生理过程和生态功能或特性产生的不利影响。当土壤被污染后，土壤的基本理化性质发生了改变，也将对土壤微生物产生不同影响[19]。与植物和动物的毒性试验相比，土壤的微生物毒性试验更受到了广大研究者的关注：一方面，土壤微生物是土壤生态系统的重要组成部分，具有多种重要的生态功能，在能量流动、养分转化和元素循环中起着重要的作用[20]，和土壤的肥力与污染物的浓度也密切相关；另一方面，微生物毒性试验简单、快速、廉价，仅需要很少量的样品就能引起生理变化[21]。因此，可以把土壤微生物学的参数作为评定污染土壤修复效果的指标。

一般来说，土壤污染物的毒性由于修复处理而降低，其对微生物的胁迫和影响也会得到缓解，从而会导致微生物的生物量增加，微生物的呼吸强度增加以及微生物群落结构多样性的提高[22]。因此，土壤微生物毒性测试评价修复效果时一般以微生物群落水平上的生物量、活性和多样性等为观测指标。此外，微生物活性还可以用呼吸、硝化、氨化和固氮作用等来衡量，而土壤酶作为微生物各项生命活动的标志物也被广泛地运用于土壤质量的评价。如脱氢酶与土壤微生物的氧化能力相关，通常用来指示土壤微生物存活状况[23]；过氧化氢酶可以反映土壤微生物的抗氧化能力[24]，而脲酶在微生物的硝化行为中起着重要作用，同样也可用来指示微生物总量[25]。目前对于土壤酶的研究，无论是土壤的前处理、土壤灭菌、分析条件，还是在表达土壤酶活性单位方面，都有待进一步完善。因此，规范土壤酶活性的测定方法成为研究中急需解决的问题。

Kaplan等人[26]利用铁砂进行原位修复，控制微量金属的污染。微生物多样性和呼吸活性在有效修复后增加，这表明监测土壤微生物群落及其活性可以作为评价污染土壤修复有效性的工具。Y.Sun等人[27]在应用天然海泡石对镉进行稳定处理后，对修复后酸性土壤中的微生物群落进行了评估，结果显示修复处理显著影响了微生物种群。例如，在1.25 mg/kg的镉水平下，海泡石处理后的土壤细菌数量增加了71.1%～232.9%。此外，他们的结果还表明，细菌是土壤中最敏感的物种，其次是放线菌和真菌，这些微生物在土壤团聚体的形成和对植物的生长促进中起着重要的作用。海泡石处理后，微生物群落数量增加，生物多样性增加，表明土壤的功能有一定的恢复。Gong[28]采用生物刺激与改性芬顿氧化相结合的方法对风化的石油污染土壤进行修复。在他的研究中，虽然石油烃的总量有了很大的减少，但是由于H2O2和自由基引起的细胞壁解体，在氧化过程后的第6周，微生物的总量急剧减少。

5 水生生物毒性测试法

水生生态毒性测试法具有检测水中多种毒性物质相互作用的综合效应，以水生生物的毒性效应指示污染物生态风险的能力，由于其具有快速、简便、费用低的特点，一直以来被广泛运用于标准化学品、农药的风险识别、工业废水监测等领域。随着土壤生态毒理学的发展，一些研究人员尝试把相对成熟的水生生态毒性测试方法运用到土壤生态毒性诊断上来[29]，随着研究成果的丰富使得水生生物毒性测试法进行土壤修复效果的评价成为可能。

水生生物毒性测试的一般选取土壤浸提液或者土壤和水组成的混合液作为暴露介质，既能用来评价修复后的污染土壤对水环境影响的风险，也可用来评价土壤孔隙水暴露导致的生物毒性效应[30]。常用的测试生物有发光细菌、藻类、溞类等，也有部分研究人员，采用鱼类胚胎的急性毒性实验检测土壤的污染状况。发光细菌的光输出与其代谢活性成正比例关系，干扰其代谢的毒物会抑制其发光。该方法具有快速、花费少、可自动化分析等优点，但由于其对暴露介质的pH及盐度的要求严格，仅适合用于土壤毒性的初步筛查。藻类作为生产者，与高等植物相比，具有繁殖迅速、易于培养等优点，藻类毒性测试一般以生长为测试终点，生长状况通过测定藻类细胞数量来表征。溞类毒性测试中最常用的溞类是大型溞，测试终点包括运动、存活和繁殖等。

宋晓威等[31]分别利用了大型溞，斜生栅藻以及费舍尔弧菌对苏南某电镀厂遗留场地进行了生态毒性测试，结果表明水生生态毒性测试方法具有快速实用、可行可靠的优点，和物理化学评价指标相结合可以快速、直观、综合的评价场地的污染状况。Lourenco.J[32]等人利于斑马鱼急性毒性实验对修复后的铀矿尾矿进行修复效果评价，结果表明修复手段一定程度上减小了尾矿土壤对斑马鱼胚胎的毒性效应，但对胚胎影响最显著的因素还是浸提液的pH，也反应了水生生态毒性测试对受试土壤要求苛刻的局限性。

6 结论

目前场地修复验收时主要的修复评估指标都存在一些不足：污染物残余总量及浸出特性虽然直观且操作简便，但反应的土壤状况较为片面，评价误差大；风险评估法虽较上述方法更能全面预测修复后土壤的影响，但有时主观性太强。本文已经详细叙述了各种生态毒性测试在土壤修复效果评价中应用的优点和局限性，在近些年的修复效果相关的研究中，植物法以其在土壤实验中成熟的测试手段和土地主要的期望利用类型而被最多的选为修复效果的评价方法，在实际土壤修复项目的运用中，需要针对不同的修复技术、土壤本身的理化特性以及土地利用类型，选取合适的测试方法搭配使用，构建起全面而且可信的评价体系。

7 研究展望

现阶段，采用上述生态毒性测试的评价方法进行污染土壤的修复效果评价仍存在一定的局限性。首先，缺少土壤修复标准以及修复技术的标准，使得监管机构难以对修复项目做出评判；第二，目前的评价方法大多集中在单一方面，缺乏综合评估体系，研究人员只针对污染物含量、土壤生态风险的变化进行了部分探究，由此而来的评估结果可能不具有说服力，不利于项目的管理和修复效果的提高。此外，在实际的土壤修复项目中，由于评价案例不足，面对复杂的实际情况，更难运用上述方法进行有效评价。土壤修复也同时需要考虑工程困难、经济问题和社会问题。基于这些不足和挑战，未来的研究建议如下:

(1)鼓励开展建立土壤修复技术标准的研究。同时，也需要对污染物分析方法和生态毒性测试方法进行标准化的研究。

(2)健全和规范土壤修复效果评价体系。探究修复评价中各因素(土壤理化性质、生态毒性效应、健康风险)之间的关系，针对不同种类的污染土壤、不同的土地利用类型，验证现存体系中指标及其权重的科学性、合理性。

(3)实际情况下的测试方法、检测技术和经济因素的协调需要进一步研究，建立切实可行的评价方法的筛选机制。