土壤中稀土元素的生态毒性研究进展

金姝兰，黄益宗

1. 上饶师范学院，上饶 334000 2. 中国科学院生态环境研究中心，北京100085

土壤中稀土元素的生态毒性研究进展

金姝兰1，黄益宗2,*

1. 上饶师范学院，上饶 334000 2. 中国科学院生态环境研究中心，北京100085

为了解稀土元素对农田生态系统的影响，综述了近几十年来国内外有关土壤稀土元素生态毒性的研究进展，包括土壤稀土元素的主要来源途径，稀土元素对农田生态系统中植物、动物和微生物生长、发育、繁殖的影响。高浓度的稀土元素会破坏植物细胞膜的性质和结构，影响植物的抗氧化系统，扰乱植物对矿质营养元素的正常吸收和利用，诱使植物细胞发育不良、染色体畸变等现象发生。稀土元素可影响动物的消化、呼吸、生殖、神经、血液和免疫系统等。稀土元素对土壤微生物数量、种类、群落结构与功能多样性等均有影响。探讨了土壤稀土元素的生态毒性诊断方法，目前常见的植物毒性诊断法、蚯蚓毒性诊断法、土壤微生物诊断法、生物标记物诊断法和遗传毒性诊断法等可用来诊断土壤中稀土元素的生态毒性。提出了以后开展土壤稀土元素生态毒性研究应加强的方面：在群落、个体和细胞水平上研究稀土元素对土壤动物和微生物的影响，加强稀土元素生态毒性诊断新方法和新技术的探讨，进行稀土元素生物有效性与土壤因素关系的研究等。

土壤；稀土元素；植物；动物；微生物；毒性；诊断；农田生态系统

中国是世界稀土资源最为丰富的国家。美国地质调查局公布2009年中国稀土储量为3 600万吨，约占世界储量的36%。2011年，中国稀土冶炼产品产量为9.69万吨，占世界总产量的90%以上，实际出口1.86万吨。可见，我国不仅是世界稀土资源大国，更是稀土生产、稀土出口和消费大国[1]。随着稀土资源的不合理开采和冶炼，以及稀土微肥的广泛使用，导致土壤中稀土元素含量不断提高。稀土元素对农田生态系统中的植物、动物和微生物将产生毒害作用，影响生物的生长、发育和繁殖，进而影响生态系统结构和功能稳定、农作物的产量和品质，甚至稀土元素可通过食物链或皮肤吸收途径进入人体，对人体健康产生危害[2-5]。有关稀土的生态毒理学研究国外开展得比较早，可追溯至20世纪初，主要研究稀土元素对青蛙、老鼠、猪、兔等动物的毒理效应[6]。到20世纪80年代后，国内外研究者开始从生物个体、器官、组织及细胞水平上对稀土毒性及其安全性进行系统的研究[7-8]。本文在分析近几十年来国内外相关研究的基础上，探讨土壤中稀土元素的生态毒性，为合理而有效地开发稀土资源、保护生态环境和保障人体健康提供科学依据。

1 土壤中稀土元素的来源

1.1 稀土元素的自然来源

我国是稀土资源比较丰富的国家，但是稀土在我国各地区土壤中的含量差异比较大，基本呈现南高北低、东高西低、西北干旱区最低的特征，极显著偏高的有云南、湖北、贵州、江西、广西等省，极显著偏低的有青海、甘肃、内蒙古等[2]。对我国47种土壤类型的稀土含量进行测定，得出我国稀土含量的平均值大约为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)、厦门(235.6 mg·kg-1)、湖北(223.5 mg·kg-1)、贵州(221.9 mg·kg-1)、江西(211.0 mg·kg-1)、天津(207.6 mg·kg-1)和广西(202.1 mg·kg-1)[10]，这些地区的土壤稀土元素含量将比其他地区稍高。土壤中稀土元素含量的大小还与成土母质、土壤类型、成土过程、土壤理化性质、气候、地形地貌、土壤腐殖质和粘粒组分含量等有关。

1.2 稀土元素的人为来源

矿产开采和冶炼排放是土壤中稀土的主要人为来源之一。我国稀土资源丰富，稀土开发存在着管理混乱、工艺落后、采富弃贫、尾矿回收率低等不合理开采现象，导致大量稀土资源浪费，并影响矿区周边的土壤和水体环境质量。Li等[11]研究表明，稀土在土壤中的积累浓度与离矿区距离显著相关。离包钢尾矿坝下风向8～10 km范围内土壤稀土累积明显，距离尾矿坝最近土壤的混合稀土含量为27 549.58 mg·kg-1，是对照样地的118倍；镧(La)、铈(Ce)、钕(Nd)含量分别是对照样地的155、126、133和151倍[2]。包头市表层土壤稀土元素La、Ce、镨(Pr)、Nd、钐(Sm)、铕(Eu)和钆(Gd)主要来源于冶金、矿业和化工等工业活动，它们的平均含量均明显高于内蒙古河套地区表层土壤的背景值[12]。广东省河台金矿矿山土壤各层所含稀土元素总量均高于背景区的含量，表现为A、B、C层中总稀土含量为背景区1的1.65、1.84、1.35倍，是背景区2的2.81、2.76、2.84倍[3]。江西赣县稀土矿区周边耕作土壤中总稀土含量、La、Nd、Sm、铽(Tb)、镱(Yb)和镥(Lu)含量分别是对照区的2.1、1.2、2.3、4.8、9.5、11.5和11.2倍[13]。可见，矿产的不合理开采及冶炼将导致稀土元素在农田土壤中积累。

稀土农用也是土壤稀土富集的主要来源。我国稀土农用开始于20世纪70年代，已经由小区试验发展到大面积使用，农田施用稀土面积每年达460万hm2，已扩展到林业、畜牧业、渔业等领域。外源稀土进入土壤后，只有极少量以离子态和可溶性的有机、无机络合态分布在土壤溶液中，99.5%以上被土壤固相表面所吸附[14]。虽然被吸附固定的稀土在一定条件下，可以解吸下来进入土壤溶液中，部分被植物吸收利用和向下迁移，但绝大部分还是累积于土壤表层。研究发现，土壤中稀土元素的含量与稀土的施加量成一定的剂量关系。我国目前常用的稀土复混肥中，每吨含混合稀土0.8～1.6 kg，若以每亩地每季施复混肥50 kg计，则每次进入耕层土壤的混合稀土为40～80 g·亩-1，按每亩地耕层土重150 000 kg折算，其浓度为0.27～0.54 mg·kg-1，每年施用两季混合稀土的浓度为0.54～1.08 mg·kg-1[15]。因此，低剂量稀土长期施用势必造成稀土在土壤表层的积累。Todorovsky等[16]研究发现施用磷肥30年也导致土壤表层的稀土含量增加。

2 土壤中稀土元素的生态毒理效应

2.1 植 物

稀土元素达到一定的浓度后就对植物产生细胞毒性，见表1。据报道，随着稀土元素浓度的逐渐升高蚕豆根尖生长明显受到抑制，根尖变得粗细不均、弯曲，颜色逐渐变黄、发黑，因纤维化增强而使根尖组织变硬；随着稀土浓度的递增，压片时细胞不易分散而易聚集，细胞核深染，核仁和核质不清晰，核质颗粒减少甚至消失等[17-19]。这表明高浓度稀土使细胞结构和功能发生改变，具有一定的细胞毒性。有研究报道稀土可改变植物细胞膜性质和结构，提高细胞膜透性，破坏叶绿体结构，降低叶绿素含量，从而导致光合作用减弱[4,20-21]。在水培条件下高浓度的La可导致蚕豆幼苗矿质养分失衡、DNA损伤和DNA蛋白质交联，影响幼苗的生长发育[22]。稀土元素污染可破坏植物的膜系统，改变细胞膜电位，诱导植物产生大量的活性氧物质，加剧了膜脂过氧化程度，影响植物抗氧化系统酶活性，导致植物细胞死亡和生长发育迟缓[17,23-25]。研究发现，水稻根系电解质外渗率和细胞膜透性随着La浓度的增加和胁迫时间的延长而增大。水稻根系大量富集La，导致其细胞膜上La大量累积，影响细胞质膜的完整性，使根丧失正常的生理功能[24]。刘苏静等[26]研究发现，Tb在较低浓度时可诱导辣根叶绿素的合成，而在高浓度时则对其产生破坏作用。Tb≥5 mg·kg-1时辣根叶绿素含量小于喷等量蒸馏水的CK处理，辣根质膜透性增加，过氧化物酶活性降低，丙二醛含量增加。辣根过氧化物酶对Tb反应比较敏感，因此可以通过测定过氧化物酶活性大小来作为监测稀土毒害的主要指标。Wang等[4]研究发现，较高浓度的Ce可破坏拟南芥细胞的超微结构，干扰拟南芥幼苗植株中营养元素的平衡，显著抑制主根的伸长，并导致拟南芥叶绿素含量、总鲜重显著下降。对大豆、黄瓜、玉米和绿豆进行稀土元素La、Ce、Nd等的处理后，发现高浓度稀土元素显著地抑制作物种子的发芽和幼苗根的生长，严重污染时作物根系则完全停止生长。对蚕豆的细胞毒性来说，Tb的毒性阈剂量在12～24 μg·mL-1之间[27]，钬(Ho)的毒性阈剂量为4 mg·L-1[28]，Pr的毒性阈剂量为 8 μg·mL-1[29]。稀土对作物毒性的影响依不同的土壤类型而异，其中红壤：大豆>水稻>油菜；黄潮土：油菜>水稻>大豆；黄褐土：油菜>大豆>水稻[15]。

高浓度的稀土元素具有一定的遗传毒性。随着Tb浓度的提高，蚕豆根尖细胞微核、染色体粘连、染色体桥、染色体滞后、染色体断片、染色体粉碎化、染色体核碎裂等多种畸变现象逐步上升，说明Tb对植物具有一定遗传毒性[27]。重稀土对玉米根尖细胞遗传毒性的阈值(硝酸铒、硝酸钇均为5 mg·L-1)比轻稀土的毒性阈值(硝酸铈25 mg·L-1、硝酸钐125 mg·L-1、硝酸铕125 mg·L-1)低得多，说明重稀土的细胞遗传毒性大于轻稀土的毒性[30]。

2.2 动 物

土壤动物是土壤生态系统的重要组成部分，具有数量大、种类多、移动范围小、对土壤环境变化敏感等特点。稀土元素对动物毒性的影响表现为导致动物成活率下降，动物生长缓慢或生长受到限制，动物的种类和数量减少等。有学者研究La、Ce、Pr、Nd和Sm对梅园主要土壤动物群落结构的影响，发现土壤动物群落的类群和个数均随着稀土元素浓度的提高而减少，在含高浓度稀土的土壤中动物类群数量急剧减少，多样性指数和均匀性指数显著降低，说明稀土胁迫对土壤动物具有明显的生态毒性[5]。蚯蚓是土壤中的主要动物类群，是土壤污染状况的重要指示生物之一。研究稀土硝酸盐对蚯蚓生长的影响，发现高浓度组蚯蚓重量比对照组降低28%～30%[31]。花日茂等[32]研究发现，氯化稀土对蚯蚓体内的氨基酸含量影响较显著，高浓度的氯化稀土和氯化镧导致蚯蚓体内氨基酸含量显著下降。稀土对蚯蚓具有一定的毒性作用，随着稀土处理时间的延长，其对蚯蚓的毒性不断增强。

稀土产生毒性的机制主要是阻断生物分子表现活性所需的必需功能基，置换生物分子中必需的金属离子，从而阻断酶的活性；改变生物分子构象和高级结构，金属离子与蛋白质、糖类、脂类的配位基结合，造成动物体细胞和生殖细胞发生损伤、免疫力下降等[33]。稀土元素对动物消化系统、呼吸系统、生殖系统、神经系统、血液系统和免疫系统等影响较为显著(表1)。动物长期低剂量地摄入稀土元素，将导致稀土元素在动物肝脏中不断蓄积，从而引起动物肝脏形态和病理组织变化、肝细胞损伤、肝代谢紊乱并引起脂肪肝产生等[34]。稀土元素可导致大白鼠肝脏、肺脂质过氧化损伤，而脂质过氧化损伤可引起各种碱基损伤、DNA键断裂和各种荧光产物产生，其终产物丙二醛(MDA)可与DNA形成DNA加合物，进一步引起突变和癌变，同时脂质过氧化过程中产生多种活性自由基，它有致突变作用[35]。长时间、大剂量地接触La的小鼠，其活精子百分数、顶体完整率降低，精子畸形率增加，可能是La导致了血睾屏障功能紊乱，打破生精周期，甚至La还可穿过血睾屏障进入睾丸内部，对睾丸间质细胞和生精细胞产生一定的毒害作用；也可能是由于稀土离子进入精细胞后，会抑制3,5'-cAMP，造成精子能量的代谢紊乱，从而导致精子活力下降[36]。研究LaCl3对大鼠学习记忆能力以及海马神经元、神经突触超微结构的影响，发现母鼠孕哺期饮水中加入0.5%～1.0% LaCl3，其海马神经突触活性带较短、突触后致密物较薄和海马神经突触的界面曲率减小，说明La严重损害大鼠学习记忆能力以及海马神经元、神经突触的超微结构，且损害程度随着La染毒剂量的增加而加重[37]。母鼠饮水中加入0.25%～1.0%LaCl3，可导致仔鼠脑组织还原性谷胱甘肽减少，抗氧化酶SOD谷胱甘肽过氧化物酶活性降低，总抗氧化力明显降低，海马和大脑皮质MDA水平明显升高，脂质过氧化作用明显增强[38]。小鼠长期暴露于50 mg·L-1剂量的硝酸钐溶液中，其脑内多胺和5-羟基色胺含量减少，一氧化氮合成酶(NOS)活性降低，学习记忆能力有明显的下降[39]。大剂量的稀土可以导致膜蛋白间的交联聚合，改变细胞膜蛋白的构象而造成明显的细胞毒性，降低机体的免疫力[40]。随着Sm浓度的增加，雌鼠血液中的白细胞、淋巴细胞和中性粒细胞数量不断减少，表明过高浓度的Sm会降低雌鼠的免疫力[41]。高浓度的钆离子能够抑制小鼠免疫细胞的增长，诱导大鼠巨噬细胞凋亡[42]，以及影响大鼠腹腔巨噬细胞基因表达[43]。研究发现，浓度为0.1 μmol·L-1的LaCl3和GdCl3对小鼠B淋巴细胞的增殖有抑制作用。作用时间为8 h时，0.001和0.01 μmol·L-1的LaCl3显著地降低自然杀伤(NK)细胞的活性，1 μmol·L-1的GdCl3也降低NK细胞的活性，表明LaCl3和GdCl3对小鼠免疫细胞的影响与稀土元素的种类、浓度和作用时间密切相关[44]。

表1 稀土元素对生物的毒性影响Table 1 Biotoxicity of rare earth elements to different organisms

注：SOD、CAT、APX、GPX分别为超氧化物歧化酶、过氧化氢酶、抗坏血酸过氧化物酶、愈创木酚过氧化物酶；AD为土壤吸附容量。

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

2.3 微生物与土壤酶活性

土壤微生物是土壤中各种生物化学和生理学过程动态平衡的主要调节者，土壤物质循环的每个转化环节过程中均有微生物的参与，因此微生物在生态系统能量流动和物质循环方面扮演着极其重要的角色。微生物具有对外源污染物的刺激反应敏感、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。稀土对土壤微生物的种群、数量和活性均产生影响(表1)。据报道稀土元素La对细菌、放线菌和真菌均具有较强的毒害作用。在黄褐土中当La的积累达到土壤吸附容量(AD)的5%、20%和30%时，可分别对细菌、放线菌和真菌的活性产生明显的抑制作用[45]。Ce的积累达到AD的10%时就使细菌和放线菌数量减少，而达30%AD时才使真菌的数量降低。3种微生物对La的敏感性大小顺序为：放线菌>细菌>真菌；对Ce的敏感性为：细菌>放线菌>真菌；对混合稀土作用的敏感顺序为：细菌>放线菌>霉菌[45]。微生物对稀土敏感顺序还因不同土壤种类而异，黄褐土为：细菌>放线菌>真菌；红壤为：放线菌>细菌>真菌[46]。Ce积累对黄褐土中好气性纤维素细菌有强烈的抑制作用，该菌数量随着Ce浓度的升高呈直线下降趋势[47]。低浓度的La对硝化细菌有强烈的刺激作用，当浓度达到150 mg·kg-1以上时呈现抑制作用，在900 mg·kg-1时抑制率可达69%。混合稀土对土壤微生物主要生理类群抑制敏感性依次为纤维素分解菌>氨化细菌>硝化细菌>自生固氮菌[47]。高浓度的稀土对红壤微生物碳有明显的抑制作用，如果以土壤微生物碳下降60%作为毒性的界限，则混合稀土、Pr、Sm和Eu的毒性浓度分别为91 mg·kg-1、97 mg·kg-1、112 mg·kg-1和173 mg·kg-1，说明稀土对土壤微生物的毒性较强[48]。周峰等[49]的实验得出，小于100 mg·kg-1的低浓度稀土对微生物呼吸作用具有刺激作用，随着稀土浓度的增加呼吸速率受到明显的抑制作用，当稀土浓度达到2 000 mg·kg-1时最大抑制率高达44.7%。微生物代谢熵是指单位土壤微生物生物量的呼吸作用。当稀土的浓度为50 mg·kg-1时，代谢熵qcO2的抑制率高达47.7%；稀土浓度大于1 000 mg·kg-1时，代谢熵的最大抑制率高达61.5%。低浓度的La对土壤硝化作用有微弱的刺激作用，但浓度升高时则表现出抑制作用。反过来微生物具有去除和积累稀土的能力，不同的微生物去除和积累稀土元素的能力不同[50]。

土壤酶主要来自微生物细胞，也来自土壤动物、植物根和植物残体，它是土壤新陈代谢的重要因素。La对土壤脱氢酶活性有强烈的抑制作用，在30 mg·kg-1时达到显著水平，最大抑制率达到39%[51]。黄建新等[52]研究表明，当稀土浓度大于3 mg·kg-1时，土壤中脱氢酶和过氧化氢酶活性降低。La对不同土壤类型中脱氢酶活性的影响具有相似性，抑制阈值约为30 mg·kg-1。La对水稻土酸性磷酸酶有抑制作用，当La浓度大于60 mg·kg-1时，抑制作用达显著水平。随着La浓度的升高土壤过氧化氢酶活性逐渐降低，在150 mg·kg-1时，达到显著降低水平。

3 稀土元素生态毒性诊断方法

为了更好地了解土壤污染物的污染状况、污染危害情况，人们发展了许多生态毒性诊断的方法，比如植物毒性诊断法、蚯蚓毒性诊断法、土壤微生物诊断法、生物标记物诊断法、遗传毒性诊断法等。这些方法均可以用来诊断稀土元素的毒性情况，尤其是土壤微生物诊断法、生物标记物诊断法、遗传毒性诊断法等在稀土元素生态毒性诊断中将具有一些明显的优势，也是需加强研究的方法。

3.1 植物毒性诊断方法

植物毒性诊断方法主要是研究稀土元素对植物种子萌发、根伸长、光合作用、酶活性和生物量等指标的抑制作用，建立稀土元素与植物生长指标的剂量-效应关系，求出稀土元素对植物生长影响的EC50值，从而进行科学诊断。研究La和Ce对玉米和绿豆根系生长的影响，发现La浓度超过0.9 μmoL·L-1时将导致2种植物根系伸长减少30%以上。La和Ce浓度分别为0.9和3.1 μmoL·L-1时，对绿豆产生毒害作用，而这2个稀土元素的浓度分别为12.2和4.8 μmoL·L-1时，对玉米产生毒害作用[53]。罗冰等[54]发现，当硝酸镧的浓度超过30.0 mg·L-1时，水稻的种子萌发和幼苗生长就受到抑制[54]。

3.2 蚯蚓毒性诊断方法

蚯蚓是土壤中主要的无脊椎动物，其在陆地生态系统能量流动和物质循环方面发挥着重要的功能，它在土壤中最容易受到环境有毒有害物质的伤害。因此蚯蚓是评价土壤环境质量的重要指示生物。常常被用来进行土壤生态毒理试验的蚯蚓主要来自后孔寡毛目的正蚓科(Lumbricidae)、巨蚓科(Megascolecidae)和真蚓科(Eudrilidae)，报道较多的有赤子爱胜蚓(Eisenia fetida)、安德爱胜蚓(Eisenia andrei)、红正蚓(Lumbricus rubellus)等。当给赤子爱胜蚓喂食稀土硝酸盐含量为400和1 200 mg·kg-1的牛粪时，蚯蚓体重相比对照组分别降低28%和30%[31]。也有利用威廉环毛蚓(Pheretima guillemi Michaclsen)来研究稀土元素对蚯蚓的毒性试验[32]。

3.3 土壤微生物诊断方法

利用微生物来诊断土壤的质量状况比较常见，通过测定土壤呼吸速率、氨化作用、硝化作用和酶活性等来判断土壤的污染程度。近年来用发光菌试验来监测环境污染物的方法研究得比较多。弧菌属(Vibrio)和发光杆菌属(Photobaceterium)是常用的2类发光菌。例如明亮发光细菌在正常生活状态下其体内荧光素在有氧参与时经荧光酶的作用可发出蓝绿色荧光，当受到污染胁迫时发光强度不断地减弱，并与污染物浓度呈剂量-效应关系。

储海燕等[55]以明亮发光杆菌T3变种为急性毒性指示菌，研究水溶液及红壤提取液中La的生物毒性，得出水溶液中La有较高的生物毒性并随着浓度的升高而增强，La的EC50值为21.1 mg·L-1。土壤中La的生物毒性与土壤可提取态La呈显著的负相关关系。Tang等[56]将发光酶基因标记的荧光假单胞茵X16菌株接种到土壤样品中，使用计算机模拟X16菌株的存活曲线，用线性回归分析土壤中X16菌株的存活情况，根据模拟方程计算不同土壤中稀土对X16菌株的半效应浓度(EC50)和无观察效应浓度(NOEC)的影响，得出稀土在红壤、黄潮土和黄褐土中对X16菌株的EC50值分别是13.47～39.12、6.59～56.18和372～1 034 mg·kg-1。该方法与传统技术相比具有高灵敏性、准确性和选择性，可跟踪环境中转基因细菌的动态变化。

3.4 生物标记物诊断方法

生物标记物是指生物机体直接或间接与环境暴露相关的、可测量的细胞、生理、生化、行为、能量、分子或代谢物水平的变化。生物标记物可指示环境暴露和有害效应的生物反应，能显示分子或细胞水平的暴露-效应关系，可为环境污染物所造成的暴露或危害提供有效的检测手段，在污染土壤修复效果及其早期诊断与评价方面具有广阔的应用前景[57]。有学者发现，脲酶可作为土壤Cd、Pb污染的生物标记物，通过半数生态剂量模型研究得出Cd、Pb污染下，50%脲酶活性受抑制的毒性阈值系数分别为2 273和2 703，Cd污染土壤的生态修复基准值为1.33 mg·kg-1，Pb污染土壤的生态修复基准值为106 mg·kg-1[58]。有关稀土元素污染的生物标记物研究开展较少，Li等[59]研究稀土硫酸铈对果蝇氧化应激生物标记物和细胞凋亡的影响，发现当硫酸铈的浓度大于16 mg·L-1时，果蝇SOD和CAT活性明显下降，MDA含量上升。随着以后研究的不断深入开展，生物标记物诊断将成为人们诊断土壤稀土元素污染危害的有效方法。

3.5 遗传毒性诊断方法

稀土遗传毒性检测主要是研究稀土元素诱发的生物体遗传物质如DNA或RNA的变异作用及其在子代中的有害遗传变化效应。一般包括稀土元素对生物体健康的致突变作用、致畸作用及致癌作用，即“三致”遗传毒性效应。常用微核测试法、单细胞凝胶电泳、姊妹染色单体互换、抗氧化酶活力的测定等方法检测稀土元素的遗传毒性。微核率和染色体畸变率被认为是检测致突变物和致癌物遗传毒性的敏感指标。微核试验和染色体畸变试验是国际筛选诱变剂的经典方法，具有简便、经济、快速、灵敏等特点。特别是蚕豆根尖微核测试有较宽的检测物谱，便于对稀土作用强度进行定量。黄丽玫等[60]用蚕豆根尖微核检测技术检测14种稀土元素的致突变性，结果表明，重稀土组最强，中稀土组次之，轻稀土组较弱，其阈值为1～5 μg·mL-1。稀土离子的浓度为0.01 moL·L-1时可水解DNA的磷酸二酯键，且其水解效率高于限制性内切酶百万倍甚至亿倍[61]。研究三价钇对紫露草遗传毒性的影响，发现三价钇的浓度达到1.0 g·L-1时就能引起紫露草四分体微核率显著升高[62]。

3.6 其他诊断方法

除了以上毒性诊断方法外，还有许多方法可以用来诊断土壤稀土元素的毒性情况，比如污染诱导群落抗性(pollution-induced community tolerance)法、DNA指纹技术[63]、基因生物芯片技术、荧光原位杂交技术等。污染诱导群落抗性法于20世纪80年代由Blanck等[64]引入到生态毒理学领域，并被作为一项指标，从生物群落耐性方面评价污染物的生态毒性效应。

4 问题与展望

土壤中稀土元素的生态毒性研究越来越受到人们的关注，有关这方面的报道也逐渐增多。在分析土壤稀土元素主要来源的基础上，讨论稀土元素对农田生态系统中植物、动物和微生物生长、发育、繁殖和生态毒理效应的影响，介绍了目前应用于土壤稀土元素生态毒性诊断的方法。一些问题仍需要人们思考：目前稀土元素生态毒性的研究较多集中在其对植物生长(如根伸长抑制试验、种子发芽试验和植物幼苗早期试验)和土壤微生物影响方面，而对土壤动物的毒性研究较少，尤其是对土壤动物群落的毒理研究更少，所以应加强稀土元素对土壤动物的毒性研究，特别是在群落、个体、细胞等水平上系统研究稀土元素污染对土壤动物的影响；尽管人们探索和发展了许多有关稀土元素生态毒性诊断的方法，并获得了比较满意的试验效果，但是相较于有机污染物、重金属污染物来说，人们对稀土元素生态毒性及诊断方法的研究还处于比较初级的研究阶段，许多研究手段、方法和技术均参考有机污染物、重金属污染物生态毒性的研究，因此以后有必要加强稀土元素生态毒性及诊断新方法和新技术的探讨，尤其是加强分子生物学、分子生态学、遗传学等知识在稀土元素生态毒性研究中应用；土壤稀土的生物有效性、土壤pH值、有机质含量、阳离子交换量、不同植物种类等因子均可能影响稀土元素的生态毒性，因此在开展稀土元素的生态毒性研究时，应综合考虑不同环境因素的影响，这样可以获得更加科学的、准确的数据，从而为人们科学评价稀土的生态风险和预防稀土的危害提供理论依据。

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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

中科院院地合作项目“江西省典型矿区及周边土壤重金属污染特征及其联合修复技术”；上饶师范学院科技立项课题(201308)

金姝兰(1966-)，女，江西余江人，副教授，研究方向为生态地理学，E-mail: jsl809@163.com；

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

10.7524/AJE.1673-5897.20130312001

金姝兰，黄益宗. 土壤中稀土元素的生态毒性研究进展[J]. 生态毒理学报, 2014, 9(2): 213-223

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2013-01-20录用日期2013-05-08

1673-5897(2014)2-213-11

X171.5

A

黄益宗(1970—)，男，博士，研究员，主要从事重金属在土壤-植物系统中的迁移、转化和积累研究，以及污染土壤修复技术、污染生态学等方面的研究，近年来在国内外核心刊物发表论文130多篇。