不同樹種下林下參土壤重金屬含量差異分析

李騰懿, 孫 海, 楊 振, 張亞玉

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué) 院特產(chǎn)研究所, 長(zhǎng)春 130112)

?

不同樹種下林下參土壤重金屬含量差異分析

李騰懿, 孫 海, 楊 振, 張亞玉

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué) 院特產(chǎn)研究所, 長(zhǎng)春 130112)

為解不同樹種下林下參土壤中重金屬含量的差異，以林下參護(hù)育中的胡桃楸、榆樹、松樹和楊樹為研究對(duì)象，分析林下土壤中Al，Cd，Cr，Cu，F(xiàn)e，Mn，Pb，V，Zn九種重金屬含量。結(jié)果表明：不同樹種下林下參土壤中重金屬含量差別較大；重金屬全量的變異系數(shù)以Cu最大，為0.33，而有效態(tài)含量的變異系數(shù)以Fe最大，達(dá)到了0.57；土壤中Cd的總量為0.390 mg/kg，大于國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，值得引起注意；土壤中有效態(tài)Cd，Cu，F(xiàn)e，Pb，V，Zn含量均以胡桃楸下為最高，有效態(tài)Al，Cr含量以松樹下最高，楊樹下有效態(tài)Cd，Cu，F(xiàn)e的含量為各樹種間最低；林下參重金屬富集系數(shù)以Zn，Cu，Cr為最高，分別為0.445，0.473和0.279；林下參紅皮病的發(fā)病指數(shù)以胡桃楸下最高而以楊樹下最低，并與土壤中有效態(tài)鐵含量呈顯著正相關(guān)，與有效態(tài)錳含量呈顯著負(fù)相關(guān)(p<0.01)，相關(guān)系數(shù)分別為0.796和0.76。

林下參; 土壤; 重金屬; 樹種; 紅皮病

人參(PanaxginsengC．A．Mey.)系五加科人參屬多年生草本植物，素有“百草之王”的美譽(yù)，是第三紀(jì)幸存下來的極其珍貴的植物活化石，具有滋補(bǔ)強(qiáng)壯、安神益智之功效，在國(guó)內(nèi)外中藥領(lǐng)域占有極其重要的地位目前，人參的生產(chǎn)模式主要有兩種，一種是栽培人參，一種是林下護(hù)育人參(林下參)，林下參是一種仿野山參生長(zhǎng)環(huán)境進(jìn)行的人工護(hù)育人參，其產(chǎn)品藥用價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值均高于栽培人參。2005年中國(guó)藥典增補(bǔ)版正式將林下參歸為野山參項(xiàng)下。林下參的發(fā)展不僅為市場(chǎng)提供了高品質(zhì)的人參產(chǎn)品，還對(duì)野山參資源的恢復(fù)和保護(hù)起到了非常積極的作用。林下參作為一種珍貴的中藥材，其重金屬含量是關(guān)系到林下參藥用價(jià)值和經(jīng)濟(jì)價(jià)值的非常重要的因素。

土壤是林下參賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)，其重金屬含量與存在形態(tài)將會(huì)直接影響林下參中重金屬的含量和富集系數(shù)。土壤中重金屬的污染會(huì)造成其正常供給功能的紊亂，進(jìn)而會(huì)影響到植物的正常生長(zhǎng)發(fā)育，最終通過食物鏈影響到人體健康[2]。土壤中所含的重金屬，有的對(duì)林下參的生長(zhǎng)具有毒害作用，并且具有長(zhǎng)期性和難移動(dòng)等特點(diǎn)，如鎘和鉛等；有的像銅和鋅等在適量時(shí)有益于植物的生長(zhǎng)而過量時(shí)則會(huì)造成污染[3-5]。樹種作為林下參生長(zhǎng)環(huán)境中主要的影響因素之一，可以通過其根系分泌物、林木凋落物等直接或間接的影響土壤中重金屬含量以及存在狀態(tài)，因此，本研究以吉林省撫松縣新屯子鎮(zhèn)白石崗村林下參標(biāo)準(zhǔn)化護(hù)育基地為研究區(qū)域，選擇基地內(nèi)的四種常見樹種胡桃楸、榆樹、松樹和楊樹，對(duì)其樹下的土壤重金屬全量和有效態(tài)含量以及樹下生長(zhǎng)的林下參重金屬含量進(jìn)行了測(cè)試分析，以期明確不同樹種下土壤中重金屬含量及存在狀態(tài)的差異，為今后林下參護(hù)育提供理論參考和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

不同樹種土壤及林下參樣品采自于吉林省撫松縣新屯子鎮(zhèn)白石崗村林下參標(biāo)準(zhǔn)化護(hù)育基地。該區(qū)位于東經(jīng)127°34′，北緯42°55′，海拔660～670 m，屬山區(qū)濕潤(rùn)氣候，土壤屬暗棕壤，年平均氣溫在3.1℃左右，年均降水量799 mm左右，年均日照時(shí)數(shù)2 200～2 500 h，年均無霜期130 d左右。

1.2 采樣方法

選擇同一坡度、同一坡向、同一坡位生長(zhǎng)的不同樹種下的林下參土壤，按照張亞玉等[6]采挖野山參時(shí)采集土壤的方法進(jìn)行，每個(gè)樹種選擇5～6株林下參，在樹下采集三份根區(qū)土壤混合均勻作為一個(gè)樣品。將采集到的土壤樣品裝入塑料自封袋中，及時(shí)帶回實(shí)驗(yàn)室，除去植物根系和石塊等，風(fēng)干后研磨，分別過20目和100目篩，裝袋密封待測(cè)。將采集到的人參帶回實(shí)驗(yàn)室，首先用清水刷洗干凈人參表面殘留的土壤，之后用去離子水沖洗人參表面2～3次，稱重，用粉碎機(jī)粉碎，過100目篩，裝入塑料自封袋中備用。

1.3 測(cè)試方法

土壤有效養(yǎng)分測(cè)定采用常規(guī)農(nóng)化分析方法進(jìn)行測(cè)定。土壤中重金屬消煮采用土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)中規(guī)定方法。土壤有效態(tài)重金屬采用0.1 mol/L HCl 浸提。重金屬測(cè)定采用美國(guó)瓦里安中國(guó)公司的Vista PRO ICP進(jìn)行。

為保證試驗(yàn)數(shù)據(jù)的可靠性，試驗(yàn)過程進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)土壤較準(zhǔn)，標(biāo)準(zhǔn)土壤為國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)網(wǎng)提供的松嫩平原土壤[GBW07424(GSS-10)]，其中鎘和鉛的相對(duì)誤差(RE)分別為2.9%和3.7%，相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差(RSD)分別為0.97%和1.35%。

表1 不同樹種下土壤基礎(chǔ)理化性狀

對(duì)不同樹種下林下參紅皮病的發(fā)病情況進(jìn)行了統(tǒng)計(jì)，并結(jié)合林下參紅皮病的發(fā)病指數(shù)計(jì)算公式，得出了不同樹種下林下參紅皮病的發(fā)病指數(shù)(SHBI)。

林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)計(jì)算公式：

林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)：0級(jí)：無紅皮病；1級(jí)：須根局部略變紅或有零星紅斑；2級(jí)：根部有個(gè)別明顯病斑，占表面積的1/5以下，參形正常；3級(jí)：紅皮病斑明顯，占表面積的1/5～1/2，影響外觀；4：病斑大而多，占表面積的1/2以上，2/3以下，外觀受嚴(yán)重影響；5：病斑占參根表面積的2/3以上，或完全變紅，須根基本沒有，喪失商品價(jià)值。

表2 不同樹種下林下參紅皮病發(fā)病情況

1.4 上機(jī)測(cè)試條件

主要試劑:試驗(yàn)中所用的藥品均為優(yōu)級(jí)純，水為超純水；測(cè)試儀器：安捷倫公司的Varian ICP710 ES；工作條件：功率0.9 kW，等離子體氣流量15.0 L/min，輔助器流量2.25 L/min，霧化氣流量0.8 L/min，泵速15 r/min，樣品間清洗時(shí)間10 s；ICP分析用混合標(biāo)準(zhǔn)溶液(GSB04—1766—2004)由國(guó)家有色金屬及電子材料分析測(cè)試中心提供。

1.5 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2010和SPSS 17.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和相關(guān)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 林下參土壤重金屬全量和有效態(tài)含量總體特征

參照國(guó)家環(huán)保局南京環(huán)境科學(xué)研究所撰寫的中華人民共和國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB15618—1995[7]，取置信度95%，對(duì)采樣地不同樹種下的林下參土壤重金屬全量和有效態(tài)含量分別進(jìn)行描述性統(tǒng)計(jì)，結(jié)果如表3所示。不同樹種下的林下參土壤重金屬全量變異系數(shù)以Cu和Mn最大，分別為0.33和0.26，重金屬有效態(tài)含量變異系數(shù)以Fe和Pb最大，分別為0.54和0.47，產(chǎn)生上述現(xiàn)象的原因可能有：一是林木根系會(huì)向土壤中分泌一些以有機(jī)酸為主的小分子物質(zhì)，能明顯改善根際土壤的化學(xué)過程，促進(jìn)難溶性物質(zhì)的溶解[8]，而不同樹種根系分泌物的含量和組成均存在一定的差異，從而導(dǎo)致了其對(duì)土壤中重金屬解吸的快慢反應(yīng)速率不同[9]；二是不同樹種下的林木凋落物的組成與分解速率不同，導(dǎo)致林下土壤化學(xué)性質(zhì)如pH值、有機(jī)質(zhì)和N，P，K等含量的不同[10]，而土壤化學(xué)性質(zhì)對(duì)重金屬含量起著重要作用[11]。其中鎘(Cd)的含量為0.390 mg/kg，超過國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限制值，其最大含量達(dá)到0.496 mg/kg，超過國(guó)家三級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，這與一般土壤中鎘的污染概率較高的研究相一致[12],需要引起人們注意。除鎘外，林下參土壤中其他金屬元素的含量均低于國(guó)家一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的限制值，說明林下參土壤中的重金屬含量基本保持在自然背景水平。但是土壤中銅(Cu)和鋅(Zn)的最大含量分別達(dá)到了29.35，87.86 mg/kg，接近一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的限制值，值得引起注意。總體而言，重金屬有效態(tài)含量的變異系數(shù)比重金屬總量的變異系數(shù)大，這可能與其在不同形態(tài)中的含量和化學(xué)組成不同有關(guān)[13]。

土壤中重金屬生物有效性系數(shù)指的是土壤中重金屬有效態(tài)含量與重金屬全量的比值，可以用來更好的評(píng)估土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)以及生物的累積作用，測(cè)定的林下參土壤重金屬中以鎘(Cd)和錳(Mn)的生物有效性最高，分別為33.85%和24.17%，說明鎘和錳的生物活性比較強(qiáng)，易于被植物吸收，而鐵(Fe)和鉻(Cr)的生物有效性最低，僅為0.30和0.55。

表3 林下參土壤中重金屬全量和有效態(tài)含量描述性統(tǒng)計(jì)

2.2 不同樹種下林下參土壤重金屬有效態(tài)含量及生物有效性差異分析

土壤中重金屬含量、有效性等受到土壤理化性質(zhì)、生物類型、重金屬特征以及根際環(huán)境等綜合作用的影響[14]，不同樹種由于其根系分泌物的組成與含量以及林木凋落物的組成等方面存在差異，會(huì)在不同程度上改變土壤的理化性質(zhì)如pH值、離子組成及存在狀態(tài)等，進(jìn)而在不同程度上影響林下參土壤中重金屬含量及存在狀態(tài)。由表4可知，不同樹種下土壤中重金屬有效態(tài)含量表現(xiàn)差別較大。鋁是地殼中含量最豐富的金屬元素，約占地殼總質(zhì)量的7%～8%，在酸性土壤中鋁含量超標(biāo)將會(huì)對(duì)植物根系產(chǎn)生傷害，嚴(yán)重限制植物的生長(zhǎng)發(fā)育[15]，由表4可知，有效態(tài)Al含量在松樹下土壤中最高，為1 049 mg/kg，比最低的胡桃楸下的含量高出3.1倍，不同樹種下的鋁含量表現(xiàn)為松樹下>榆樹下>楊樹下>胡桃楸下，這與其樹下土壤中pH值的表現(xiàn)是相一致的，這是因?yàn)橥寥乐械慕粨Q態(tài)和水溶態(tài)鋁含量會(huì)隨土壤pH值的降低而增加[16]；土壤中的鎘是植物非必須元素，被視為毒性最強(qiáng)的重金屬元素之一，易被植物吸收并通過食物鏈進(jìn)入人體，對(duì)人體健康產(chǎn)生極大危害[17]，不同樹種下有效態(tài)Cd含量以胡桃楸下最高而楊樹下最低，兩者相差0.071 mg/kg，大小表現(xiàn)為胡桃楸下>松樹下>榆樹下>楊樹下；土壤中鉻含量超標(biāo)會(huì)引起土壤貧瘠，導(dǎo)致植物枯萎，并通過食物鏈累積最終危害人體健康[18]，不同樹種下有效態(tài)Cr表現(xiàn)為松樹下最高，為0.253 mg/kg，比最低的胡桃楸下含量高出2.8倍，大小表現(xiàn)為松樹下>榆樹下>楊樹下>胡桃楸下，松樹下土壤有效態(tài)鉻(Cr)含量顯著高于其他樹種，這可能是與松樹下土壤pH值較低有關(guān)，土壤pH值較低時(shí)會(huì)促進(jìn)土壤中鉻水溶態(tài)和交換態(tài)含量的增加，進(jìn)而提高其生物有效性[19]；銅是一種對(duì)人體有益的微量元素，在許多生物化學(xué)過程中都有重要作用，但是一旦攝入過量就會(huì)產(chǎn)生危害[20]，土壤中過量的銅會(huì)減弱植物的光合作用，使根系受損，最終影響植物的正常生長(zhǎng)發(fā)育，由表4可知，不同樹種下有效態(tài)Cu含量表現(xiàn)為胡桃楸下>松樹下>榆樹下>楊樹下，且各樹種間表現(xiàn)呈顯著性差異(p<0.05)；土壤中過量的鐵離子會(huì)對(duì)人參產(chǎn)生毒害作用，引起人參紅皮病的發(fā)生[21]，有效態(tài)Fe含量以胡桃楸下最高，比最低的楊樹下的有效態(tài)鐵含量高出3.3倍，不同樹種下的有效態(tài)鐵含量表現(xiàn)為胡桃楸下>榆樹下>松樹下>楊樹下，且相互之間呈顯著性差異(p<0.05)；不同樹種下的有效態(tài)Mn含量以楊樹下最高而胡桃楸下最低，表現(xiàn)為楊樹下>松樹下>榆樹下>胡桃楸下，且相互之間呈顯著性差異(p<0.05)；鉛是重金屬環(huán)境激素物質(zhì)之一，能對(duì)人體內(nèi)的正常激素功能施加影響，可以導(dǎo)致人體生殖功能的下降，并引起各種生理異常，尤其對(duì)兒童危害最大[22]，由表4可以看出，有效態(tài)Pb含量以胡桃楸下最高，達(dá)到了0.760 mg/kg，顯著高于其他樹種兩倍以上，榆樹下、松樹下和楊樹下的鉛含量差異不顯著(p<0.05)，這可能與土壤中重金屬之間存在復(fù)合效應(yīng)有關(guān)，不同重金屬之間往往會(huì)出現(xiàn)復(fù)合效應(yīng)，表現(xiàn)為加和效應(yīng)、拮抗效應(yīng)和協(xié)同效應(yīng)三種，陳懷滿等在研究Cd，Pb，Cu，Zn和As等五種元素間的交互作用時(shí)發(fā)現(xiàn)，各種金屬之間的相互作用促進(jìn)了Cd，Pb，Zn的活化，對(duì)As反而會(huì)有抑制作用[23]，可見土壤中的重金屬之間的復(fù)合作用也會(huì)影響其各自的含量以及生物有效性；不同樹種下有效態(tài)V含量以胡桃楸下最高而榆樹下最低，而有效態(tài)Zn含量則表現(xiàn)為胡桃楸下和楊樹下顯著高于榆樹下和松樹下。綜合來看，胡桃楸下多數(shù)重金屬含量顯著高于其他樹種，這可能與其屬下土壤有機(jī)質(zhì)和有效態(tài)養(yǎng)分含量有關(guān)(表1)，土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響土壤中重金屬含量和生物有效性等最主要的因素之一，主要可以通過兩方面影響土壤中重金屬的存在狀態(tài)：一是土壤有機(jī)質(zhì)可以給土壤溶液提供合適的螯合劑，從而影響土壤重金屬的活性；二是土壤有機(jī)質(zhì)可以通過吸附重金屬而形成比較穩(wěn)定的復(fù)合物[24-25]。Covelo 等研究發(fā)現(xiàn)，土壤有機(jī)物可以通過螯合、吸附等作用固定土壤中的重金屬，同時(shí)因?yàn)橛袡C(jī)質(zhì)分解所形成的還原性條件有利于土壤中CdS 沉淀的形成，從而降低土壤中Cd的有效態(tài)含量及其生物有效性[26]。

相比較于土壤中重金屬總量和有效態(tài)含量，土壤重金屬生物有效性能夠更清楚的指示環(huán)境污染對(duì)土壤的影響[27]。如表4所示，不同樹種下林下參土壤重金屬生物有效性系數(shù)表現(xiàn)的規(guī)律和有效態(tài)含量表現(xiàn)基本一致，但銅(Cu)的有效態(tài)含量在各樹種間表現(xiàn)呈顯著性差異而生物有效性系數(shù)相互間沒有明顯差異；雖然楊樹下有效態(tài)鎘(Cd)的含量均為各樹種間最低，但其生物有效性卻為各樹種間最高。

表4 不同樹種下土壤重金屬有效態(tài)含量和生物有效性

2.3 土壤綜合污染指數(shù)

為了客觀反應(yīng)不同樹種下林下參土壤的污染程度，了解其重金屬潛在風(fēng)險(xiǎn)，選用兼顧單因素污染指數(shù)平均值和最大值的內(nèi)梅羅污染指數(shù)法[28]對(duì)所測(cè)得的幾種重金屬進(jìn)行評(píng)價(jià)，土壤背景值采用野山參土壤中重金屬含量[29]。評(píng)價(jià)結(jié)果見表5，結(jié)果表明，不同樹種下的林下參土壤中重金屬含量大多處于較低水平，污染指數(shù)均在1～2之間。只有松樹下和胡桃楸下土壤中的鎘含量、榆樹下的鉻含量以及胡桃楸下的鐵含量均處于較高水平，污染指數(shù)均大于2，值得注意的是榆樹下的釩含量和胡桃楸下的銅含量均接近中度污染水平，其污染指數(shù)分別為1.99和1.94，值得警醒。

表5 不同樹種下土壤重金屬污染評(píng)價(jià)結(jié)果

2.4 林下參中重金屬含量及其富集系數(shù)

表6反映了林下參根部重金屬含量極其富集系數(shù)。可以看出，林下參根部以鋁(Al)和釩(V)的變異系數(shù)最高，達(dá)到了45.41%和51.97%，而只有銅(Cu)和錳(Mn)的變異系數(shù)在20%以下，這說明取樣地的不同樹種對(duì)林下參根部物質(zhì)的化學(xué)組成產(chǎn)生了一定的影響。林下參根部重金屬富集系數(shù)是指林下參根部的重金屬含量與對(duì)應(yīng)的土壤重金屬全量之比，可以用來表征“土壤—林下參”體系中重金屬吸收、遷移和累積的難易程度，富集系數(shù)越大，則表明土壤中重金屬越容易被植物吸收利用。由表3可知，林下參根部重金屬的富集系數(shù)以鋅(Zn)和銅(Cu)的最高，達(dá)到了0.445和0.473，其次為鎘(Cd)，達(dá)到了0.279，表明鋅(Zn)、銅(Cu)、鎘(Cd)在林下參中的吸收、遷移和累積能力最強(qiáng)，其潛在風(fēng)險(xiǎn)也相應(yīng)的較高，造成上述現(xiàn)象的原因可能是土壤中鋅主要被膠體吸附成代換態(tài)鋅或以Zn2+和Zn(OH)+絡(luò)合離子存在[30]，而Cd能與土壤中的Cl-和OH-形成易于移動(dòng)的絡(luò)合離子[31]，更易于被林下參吸收。

2.5 林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)與土壤中重金屬全量、有效態(tài)含量及生物有效性系數(shù)間的關(guān)系

表7是對(duì)林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)與林下土壤重金屬全量、有效態(tài)含量之間做的簡(jiǎn)單相關(guān)分析，由表我們可以看出，林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)與鐵(Fe)的總量和有效態(tài)含量均呈顯著正相關(guān)(p<0.01)而與錳(Mn)的總量及有效態(tài)含量呈顯著負(fù)相關(guān)(p<0.01)，與前人研究結(jié)果一致[32]，表明土壤中Fe2+和Mn2+在林下參紅皮病形成過程中存在拮抗作用，在酸性條件下Mn4+-Mn2+體系標(biāo)準(zhǔn)電位較高(E0)，其氧化性物質(zhì)較強(qiáng)，F(xiàn)e2+先被氧化，Mn2+則較穩(wěn)定的存在與土壤溶液中。同時(shí)我們也發(fā)現(xiàn)，林下參紅皮病的發(fā)病指數(shù)與鎘(Cd)的有效態(tài)含量以及銅(Cu)的全量及有效態(tài)含量呈顯著正相關(guān)(p<0.01)，而與鉛(Pb)的全量及有效態(tài)含量呈顯著負(fù)相關(guān)，說明在林下參紅皮病發(fā)病指數(shù)較高的土壤中含有較高的鎘、銅以及較低的鉛，這可能與土壤中重金屬之間存在的復(fù)合作用有關(guān)，而有關(guān)鎘、銅等與林下參紅皮病發(fā)病的具體關(guān)系則需要進(jìn)一步研究。

表6 林下參中重金屬含量極其富集系數(shù)

表7 紅皮病發(fā)病指數(shù)與土壤重金屬全量、有效態(tài)含量間的相關(guān)關(guān)系

**代表差異達(dá)到極顯著性水平，p<0.01；*代表差異達(dá)到顯著水平，p<0.05。

3 結(jié) 論

林下參土壤鎘含量超過國(guó)家二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限制值，可能會(huì)影響到林下參的品質(zhì)和安全。土壤中其他金屬元素含量均低于國(guó)家一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，但銅和鋅含量接近一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)限制值。大多數(shù)樹下土壤重金屬含量處于輕度污染水平，松樹下和胡桃楸下土壤中的鎘含量、榆樹下的鉻含量、胡桃楸下的鐵含量、榆樹下的釩含量以及胡桃楸下的銅含量均處較高水平，能會(huì)影響林下參品質(zhì)，需要引起重視。不同樹種下林下參土壤重金屬有效態(tài)含量差異顯著，但基本都處于同一數(shù)量級(jí)水平。總的來說，胡桃楸下林下參土壤重金屬含量大多高于其他樹種下，可能會(huì)影響其林下參的正常生長(zhǎng)，而其他樹種下重金屬含量表現(xiàn)不一致。不同樹種下林下參土壤中重金屬含量及其存在狀態(tài)的差異以及林下參特殊的吸收機(jī)制共同決定了林下參對(duì)重金屬的富集作用。取樣地林下參對(duì)土壤中銅和鋅的富集系數(shù)最高，其次為鎘。

林下參紅皮病的發(fā)病指數(shù)以胡桃楸下最高楊樹下最低，且與樹下土壤中的有效鐵含量呈顯著正相關(guān)而與有效錳含量呈顯著負(fù)相關(guān)，林下參紅皮病發(fā)生嚴(yán)重的土壤中含有較高的鎘、銅以及較低的鉛含量。

[1] 程海濤,張亞玉,張連學(xué),等.土壤環(huán)境與人參生長(zhǎng)關(guān)系的研究進(jìn)展[J].中藥材,2011,34(2):313-317.

[2] Guala S D, Vega F A, Covelo E F. Heavy metal concentrations in plants and different harvestable parts: a soil-plant equilibrium model[J]. Environmental Pollution,2010,158(8):2659-2663.

[3] Bai J, Cui B, Chen B, et al. Spatial distribution and ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments from a typical plateau lake wetland, China[J]. Ecological Modelling,2011,222(2):301-306.

[4] Wu X Y, Yang Y F. Heavy metal (Pb, Co, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn and Zn) concentrations in harvest-size white shrimp Litopenaeus vannamei tissues from aquaculture and wild source[J]. Journal of Food Composition and analysis,2011,24(1):62-65.

[5] 陳曉杰,何政偉,薛東劍.基于模糊綜合評(píng)價(jià)的土壤環(huán)境質(zhì)量研究：以九龍縣里伍銅礦區(qū)為例[J].水土保持研究,2012,19(1):130-133.

[6] 張亞玉,宋曉霞,孫海.放山[J].人參研究,2008(3):49-50.

[7] 國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局.土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S].GB1518—2008.

[8] 黃麗,劉暢,胡紅青,等.不同pH下有機(jī)酸對(duì)針鐵礦和膨潤(rùn)土吸附Cd2+,Pb2+的影響[J].土壤學(xué)報(bào),2007,44(4):643-649.

[9] 洪常青,聶艷麗.根系分泌物及其在植物營(yíng)養(yǎng)中的作用[J].生態(tài)環(huán)境,2003,12(4):508-511.

[10] 孫慧珍,陳明月,蔡春菊,等.不同類型城市森林對(duì)土壤肥力的影響[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2009,20(12):2871-2876.

[11] 盧瑛,龔子同,張甘霖,等.南京城市土壤重金屬含量及其影響因素[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2004,15(1):123-126.

[12] 宋偉,陳百明,劉琳.中國(guó)耕地土壤重金屬污染概況[J].水土保持研究,2013,20(2):293-298.

[13] 朱維晃,楊元根,畢華,等.海南土壤中Zn,Pb,Cu,Cd四種重金屬含量及其生物有效性的研究[J].礦物學(xué)報(bào),2004,24(3):239-244.

[14] 劉霞,劉樹慶.土壤重金屬形態(tài)分布特征與生物效應(yīng)的研究進(jìn)展[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2006,25(1):4074-4074.

[15] Foy C D, Duke J A, Devine T E. Tolerance of soybean germplasm to an acid Tatum subsoil[J]. Journal of Plant Nutrition,1992,15(5):527-547.

[16] 應(yīng)小芳,劉鵬,徐根娣.土壤中的鋁及其植物效應(yīng)的研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境,2003,12(2):237-239.

[17] 曾詠梅,毛昆明,李永梅.土壤中鎘污染的危害及其防治對(duì)策[J].云南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2005,20(3):360-365.

[18] Salvador-Blanes S, Cornu S, Bourennane H, et al. Controls of the spatial variability of Cr concentration in topsoils of a central French landscape[J]. Geoderma,2006,132(1):143-157.

[19] Karathanasis A D, Johnson D M C. Subsurface transport of Cd, Cr, and Mo mediated by biosolid colloids[J]. Science of the Total Environment,2006,354(2):157-169.

[20] Tyler G, P?hlsson A M B, Bengtsson G, et al. Heavy-metal ecology of terrestrial plants, microorganisms and invertebrates[J]. Water, Air, and Soil Pollution,1989,47(3/4):189-215.

[21] 趙曰豐,李曉明.人參紅皮病診斷和綜合防治的研究[J].吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2002,24(2):82-85.

[22] 匡少平,徐仲.水稻對(duì)土壤中環(huán)境重金屬激素鉛的吸收效應(yīng)及污染防治[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2002,25(2):32-34.

[23] Huaiman C, Chunrong Z, Shenqiang W, et al. Combined pollution and pollution index of heavy metals in red soil[J]. Pedosphere,2000.

[24] Zeng F, Ali S, Zhang H, et al. The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants[J]. Environmental Pollution,2011,159(1):84-91.

[25] Ylivainio K. Effects of iron (III) chelates on the solubility of heavy metals in calcareous soils[J]. Environmental Pollution,2010,158(10):3194-3200.

[26] Covelo E F, Vega F A, Andrade M L. Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J]. Journal of Hazardous Materials,2007,140(1):308-315.

[27] 潘根興,高建芹,劉世梁,等.活化率指示蘇南土壤環(huán)境中重金屬污染沖擊初探[J].南京農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),1999,22(2):46-49.

[28] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范[S].HJ/T166-2004.

[29] 張亞玉,孫海,宋曉霞,等.野山參根區(qū)土壤無機(jī)元素的測(cè)試研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2009,37(31):15340-15341.

[30] 李戀卿,鄭金偉,潘根興,等.太湖地區(qū)不同土地利用影響下水稻土重金屬有效性庫(kù)變化[J].環(huán)境科學(xué),2003,24(3):101-104.

[31] 呂建波,徐應(yīng)明,賈堤,等.土壤鎘,鉛污染對(duì)油菜生長(zhǎng)行為及重金屬累積效應(yīng)的影響[J].天津城市建設(shè)學(xué)院學(xué)報(bào),2005,11(2):107-110.

[32] 李志洪,田淑珍.人參紅皮病與土壤生態(tài)條件的關(guān)系[J].生態(tài)學(xué)報(bào),1999,19(6):864-869.

The Difference of Heavy Metals in the Ginseng Growing in Forests Soil with Different Trees

LI Tengyi, SUN Hai, YANG Zhen, ZHANG Yayu

(InstituteofSpecialAnimalandPlantSciencesofCAAS,Changchun,Jilin130112,China)

To find out the difference of heavy metals in soils grown different trees, the contents of Al, Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Pb, V, Zn in the ginseng growing in soils of forests with elm, pine, poplar, and juglans, respectively, were detected and analyzed. The results are as follows. There were great differences in soil heavy metals under different trees; the CV of Cu was the greatest among between different trees with regard to total metals, which is 0.33, the CV of Fe was the greatest in terms of the available metals between different trees, which is 0.57; the content of total Cd exceeded the second level criterion of Standard of Soil Environment (GB15 618—1995), which was 0.390 mg/kg; the available contents of Cd, Cu, Fe, Pb, V, Zn were both higher in juglans soils than any soils growing the other trees, the available contents of Al, Cr were both higher in pine soils than any other trees, the available contents of Cd, Cu, Fe were both lower in poplar soils than any other trees. The enrichment factors of Zn, Cu, Cr in ginseng under forest are great, which were 0.445, 0.47 and 0.279, respectively, and the enrichment factor of V in ginseng under forest was lowest between different heavy metals; the SHBI of ginseng under forest were the greatest under juglans and the lowest under poplars. There was a significant positive correlation between the SHBI of ginseng under forest and the available Fe, the correlation coefficient was 0.796, and there was a significant negative correlation between the SHBI of ginseng under forest and the available Mn, the correlation coefficient was 0.76.

ginseng growing in forest; soil; heavy metals; species of trees; red coating root disease

2014-03-19

2014-05-17

吉林省科技廳項(xiàng)目(20100927;20101583;20110266;20120922)

李騰懿(1989—),男,山東泰安人,在讀碩士,主要從事藥用植物營(yíng)養(yǎng)與栽培。E-mail:lty2209@163.com

張亞玉(1968—),女,吉林農(nóng)安人,研究員,主要從事藥用植物營(yíng)養(yǎng)與栽培。E-mail:zyy1966999@sina.com

S567.51

1005-3409(2015)02-0310-06