桓仁地區林下參土壤中重金屬空間變異分析

孫海，嚴珺，劉惠軍，金橋，張淋淋，左湘西，呂林，劉政波，李躍雄※，張亞玉,3※

（1.中國農業科學院特產研究所，吉林長春130112；2.上海上藥神象健康藥業有限公司，上海200336；3.成都大學藥學與生物工程學院，四川成都610106；4.樺甸市農業技術推廣中心，吉林樺甸132400）

林下參（Panax ginseng C.A.Mey）是1998年“天保工程”實施以來發展起來的人參護育模式，由于林下參是一種仿野山參生長環境的護育模式，護育過程中人為干擾少、生長周期長等特點使其具備野山參的外部形態和內在的品質特征，完全可以和野山參“媲美”，2020版《中華人民共和國藥典》正式將人參分為園參和林下山參兩類[1]。林下參是一種高品質人參產品，其藥用價值遠遠高于農田栽培人參。桓仁縣地處長白山余脈，是林下參適宜生長的區域之一。

土壤是人類賴以生存的自然資源之一，不僅是農業生產的基礎，而且是人類生態環境的重要組成部分[2-3]。在原環境保護部和原國土資源部聯合發布的《全國土壤污染狀況調查公報》中明確指出，我國整體耕地土壤環境質量下降，特別以重金屬造成的污染最為嚴重[4]。土壤重金屬污染成因復雜，既有來自區域地球化學過程的內源因素，又有工業化、城鎮化和農業生產等人為因素，最終導致大部分土壤受到不同程度的重金屬污染[5-7]。隨著工業化進程加快，環境受到不同程度的污染，土壤重金屬安全成為全社會關注的焦點[8]，土壤中重金屬污染一般毒性強、污染時間長、移動難[9-10]。重金屬污染造成土壤正常營養供應功能紊亂，影響植物正常生長發育，通過食物鏈最終影響人體健康[11]。目前，有關重金屬對土壤的污染研究多集中在重金屬從土壤到植物的遷移轉化，但重金屬的任何遷移轉化過程均以一定的形態進行，從土壤化學角度考慮，土壤中不同形態重金屬穩定性不同，穩定性不同決定了重金屬在土壤中遷移轉化能力，進而決定了重金屬的生物有效性和對生態環境的污染風險[12]。土壤重金屬污染及評價是環境科學領域關注的熱點。目前，重金屬評價方法較多，常用的有單因子指數法、內梅羅指數法[13-14]。但是生態風險評價結果存在眾多不確定因素，實際評價中需要考慮生物對特定重金屬毒性的響應特征，鑒于此，Hakanson提出的基于土壤重金屬性質及其環境效應的潛在生態指數評價方法，綜合考慮土壤重金屬含量及其生態效應、環境效應和生物毒理學效應，是目前常用的綜合性評價方法[15-16]。

藥用植物安全是保障療效和中醫發展的前提，而中藥材重金屬污染不僅影響其安全入藥，而且已成為制約中藥材走向國際市場的首要問題[17]。人參是藥食兩用資源，土壤中重金屬是其植物中重金屬主要來源渠道。本研究對桓仁地區不同區域林下參土壤重金屬〔鎘（Cd）、砷（As）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、銅（Cu）、鎳（Ni）和鋅（Zn）〕含量及空間分布進行研究，以期為該地區林下參土壤污染風險評估及安全護育提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

桓仁滿族自治縣地處遼寧東部山區，隸屬于本溪市，位于40°54′~41°32′N，124°27′~125°40′E的長白山南麓，東與吉林省集安市相接，南與丹東市寬甸滿族自治縣相連，西與本溪市和撫順市新賓滿族自治縣相依，北與吉林省通化市毗連。屬于中溫帶大陸濕潤季風氣候，年平均日照2 685.6 h，年平均降水量610.6 mm，年平均氣溫7.4℃，無霜期156 d左右，境內山多林密，雨量適中，氣候溫涼潮濕，土壤松軟肥沃，具有得天獨厚的適宜人參生長的自然條件。

1.2 樣品采集與分析

1.2.1 樣品采集2016年9月對桓仁地區林下參基地進行實地考察，結合林下參伴生樹種、坡度坡位和人為干預條件等環境因素，選取15年生左右林下參的19個基地，進行林下參及其根區土壤樣品的采集，根據采樣區面積不同采集3~12個樣點，共獲取70個樣品。根據林下參生長特點收集根區土壤，將蘆頭以上的土壤剝去，采集參根周邊土壤（4~10cm），邊挖參邊取土，直至參被挖出后將所取土樣混合。將土壤樣品帶回實驗室風干，除去枯枝落葉及砂礫，利用木質工具和瓷研缽研磨，分別過20目和100目尼龍篩，保存在自封袋中備用。

1.2.2 樣品處理土壤有效養分測定采用常規農化分析方法[18]，有機質測定采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法；堿解氮測定采用堿解擴散法；速效磷測定采用碳酸氫鈉法；速效鉀測定采用乙酸銨浸提-火焰光度計法。

土壤中金屬元素全量消煮：稱取土樣1.000 0 g置于50 mL三角瓶中，加入混酸〔HCl∶HNO3=3∶1（v∶v）〕10 mL，加上小漏斗，放置過夜。次日于加熱板上加熱，開始溫度控制在80℃約1 h，升高溫度至180℃，加熱3~4 h（土壤消煮液呈清澈透亮）加以回流，同時停止加熱，冷卻后向三角瓶中加入HClO4 2.5 mL，在加熱板上繼續加熱，溫度控制在120℃左右，加熱至土壤顏色呈灰白色。冷卻后，用去離子水沖洗小漏斗的內外壁，將三角瓶內液體以及洗小漏斗的液體一并過濾并定容至50 mL，同時做空白對照。

1.2.3 樣品分析As含量利用氰化物發生原子熒光光譜法測定[19]；其他重金屬含量采用安捷倫公司的Varian ICP 710ES測定，工作條件：功率為0.9 kW，等離子體氣流量為15.0 L/min，輔助器流量為2.25 L/min，霧化氣流量為0.8 L/min，泵速為15 r/min，樣品間清洗時間10 s，分析所用混合標準溶液（GSB04－1766-2004，由國家有色金屬及電子材料分析測試中心提供）。試驗中所用的藥品均為優級純，水為超純水。為保證試驗數據的可靠性，試驗過程進行標準土壤校準，標準土壤為國家標準物質網提供的松嫩平原土壤〔GBW07424（GSS－10）〕。

1.3 評價指標的選擇

本研究采用單因子指數法、內梅羅綜合污染指數法及潛在生態風險指數法對桓仁地區林下參土壤重金屬生態風險進行評價。潛在生態風險指數法綜合考慮了重金屬毒性、在土壤中的遷移轉化規律以及評價區域土壤中背景值的差異等，可綜合反映土壤重金屬對生態環境的影響潛力，適用于大區域范圍內不同土壤之間進行評價比較。各評價指標計算公式及判別標準如下。

（1）單因子污染法：是目前國內進行單項土壤重金屬污染評價采用的普遍方法，計算公式如下：

式中，Pi為土壤中單一重金屬的污染指數；Ci為土壤中重金屬的實測濃度；Si為土壤中重金屬的評價標準限值。Pi判定標準：Pi＜1，無污染；1＜Pi≤2，輕度污染；2＜Pi≤3，中度污染；Pi＞3，重度污染。

（2）內梅羅綜合污染指數法：采用綜合因子污染指數法對土壤重金屬污染進行綜合評價，計算公式如下：

式中，Pz為采樣點的綜合污染指數；Pimax為i采樣點單項污染指數P的最大值；Piave為采樣點污染元素單項污染指數P的平均值。Pz判定標準：Pz≤0.7，安全，土壤處于清潔水平；0.7＜Pz≤1，警戒線，土壤處于尚清潔水平；1＜Pz≤2，輕污染，土壤輕度污染、作物開始受到污染；2＜Pz≤3，中污染，土壤和作物均受到污染；Pz＞3，重污染，土壤和作物受到重度污染，且已相當嚴重。

（3）潛在生態風險指數（RI）法，計算公式為：

1.4 數據分析及制圖

采用Excel和SAS 9.1進行數據處理、描述性統計及相關性分析。利用ArcGIS 10.2軟件繪制樣點分布圖及評估結果圖。

空間插值法：本研究中的潛在生態風險危害系數及潛在生態風險指數采用空間插值法進行繪圖，空間插值法基于反距離權重（inverse distance weighted，IDW）計算，其計算公式通常表示為：值。本研究中，Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn的毒性系數分別為30、8、5、10、5、5和1[20-21]。潛在生態風險危害系數判定標準：E＜40，低污染水平；40≤E＜80，中等污染水平；80≤E＜160，較高污染水平；160≤E＜320，高污染水平；E≥320，很高污染水平。潛在生態風險指數判定標準：RI＜150，低風險水平；150≤RI＜300，中等風險水平；300≤RI＜600，較高風險水平；600≤RI＜1 200，高風險水平；RI≥1 200，很高風險水平。

式中，Z表示待插值點要素的估計值；n是鄰域范圍內的插值參考樣本數；zi表示第i個樣本要素的觀測值；di表示待插值點與第i個樣本空間位置之間的歐式距離；P表示冪指數，通常情況下默認P=2。

從上式可以看出，IDW僅與待插值點及其鄰域范圍內樣本點之間的空間距離有關，空間距離越小，其對待插值點的貢獻度越大。IDW插值的基本假設是樣點在插值區呈均勻分布，當樣點在各方向較均勻分布時，該插值算法十分可靠；因此，樣本點的選擇至關重要。本研究采取的方案是，給定搜索半徑設置點數為12，環境設置中處理范圍選擇與地圖面積相同，柵格分析掩膜選擇與地圖面積一致，其他選項為默認值。

2 結果與分析

2.1 林下參土壤重金屬元素全量總體特征

桓仁地區土壤基礎理化性質如表1所示，pH值為5.79（5.59~5.99），整體呈弱酸性，符合《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》中規定的pH值閾值（5.5＜pH≤6.5）；參照生態環境部（原環境保護部）與國家市場監督管理總局發布的《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》（GB15618―2018）[22]，取置信度95%，對該區域林下參不同護育基地土壤金屬元素進行描述性統計（見表2），結果表明，桓仁地區不同護育基地林下參土壤中Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn的平均含量分別為0.153、2.392、18.467、1.051、10.584、23.114和95.714 mg/kg，所有重金屬元素含量均低于《土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準》中Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn標準閾值（分別為0.30、40、90、150、50、70和200 mg/kg），說明桓仁地區不同基地林下參土壤總體未受到重金屬污染。土壤中重金屬來源主要包括成土母巖和人類活動兩大類，林下參生長在森林生態環境中，重金屬含量主要受成土母質決定[23-24]，受人為活動擾動相對較少。通過桓仁地區林下參基地土壤平均值可以從整體上掌握土壤中重金屬情況，但是由于不同林下參基地所處地理位置不同、參戶管護不同，各基地重金屬含量亦有不同。根據變異系數（CV）可以粗略地估計土壤中重金屬的變異程度，CV≤10%時，屬于弱變異性，10%＜CV＜100%屬于中等變異性，CV≥100%屬于強變異性。Cd含量差異最大，為97.04%，其次為Cu（51.42%）、As（41.77%）、Zn（35.69%）、Ni（35.66%）、Pb（32.27%）和Cr（32.01%）。變異系數反映了總體樣本中各采樣點平均變異程度，變異系數大，說明不同基地間土壤重金屬含量差異較大。桓仁地區不同護育基地林下參土壤重金屬元素變異系數均處于中等變異水平，其中Cd接近中等變異水平上限，進一步通過最大值和最小值分析可知，有的樣點土壤中Cd未檢出，其中最大值樣點Cd含量為0.977 mg/kg，嚴重超標。進一步與遼寧省土壤背景值對比發現，桓仁地區林下參土壤中Cd和Zn超過背景值（見表2），其平均值分別是背景值的1.18和1.77倍。桓仁縣新興村林下參產區部分土壤Cd污染較嚴重，不適宜作為林下參種植基地。

表1土壤基礎理化性質Table 1 Basic physicochemical properties of soil

表2桓仁地區林下參土壤中重金屬描述性統計Table 2 Descriptive statistics of heavy metals in understory ginseng in Huanren Area

林下參土壤中Cu、Zn元素含量超過地區背景值，而且不同區域土壤含量變異較大，說明部分區域土壤一定程度上受到人類活動的影響，推測主要是以下人為活動導致：一是林下參護育基地均與農田相鄰，為了使農田地獲得高產而大量使用農藥、化肥及有機肥，而農藥、化肥本身含有重金屬，特別是規模化養殖場所用的飼料中含大量重金屬[25-27]；二是密集型工業生產以及汽車普及導致大量含重金屬等氣體進入空氣，進一步通過空氣對流、干濕沉降等途徑最終進入土壤，導致土壤中重金屬含量增加[28]。

2.2 重金屬評價

2.2.1 單因子指數法通過對桓仁地區不同林下參基地土壤重金屬含量進行比較分析，19個基地中新興村基地中Cd的平均含量最高為0.589 mg/kg，該基地樣點中Cd最大含量為0.977 mg/kg，遠遠超過土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準限制（0.30 mg/kg）。徐相德溝基地中Cd和過道嶺基地中Zn平均含量分別為0.239和160 mg/kg，但是徐相德溝基地中Cd和過道嶺基地中Zn最大含量為0.397和230 mg/kg，超過土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準限值。進一步通過單因子分析分析發現新興村基地中Cd的Pi值為1.96，判定為輕度污染水平，林下參護育過程中需警惕重金屬安全風險（圖1）。桓仁地區As、Pb、Cr、Cu和Ni在不同護育基地中最大含量分別為6.675、29.254、2.200、22.304和59.983 mg/kg，遠低于土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準限值40、90、150、50和70 mg/kg，單因子指數顯示上述5種元素均處于無污染水平。

2.2.2 內梅羅綜合污染指數法內梅羅綜合污染指數方法特別考慮了污染最嚴重的因子，內梅羅環境質量指數在加權過程中避免了權重系數中主觀因素的影響，是目前土壤中重金屬污染評價應用較多的一種環境質量指數。利用桓仁地區不同區域林下參基地中7種金屬的單因子污染最大值和平均值，依據內梅羅綜合污染指數計算公式得到不同區域林下參基地重金屬內梅羅綜合污染指數，并利用ArcGIS進行繪圖，結果見圖2。由圖2可知，新興村基地Cd的內梅羅綜合污染指數最高，處于中污染水平（2＜Pz=2.69≤3），與單因子指數結果相吻合；大東溝和徐相德溝基地中Cd污染水平為輕度污染；轉山子和臭里頭村基地中Zn污染水平為尚清潔。

2.2.3 潛在生態風險及空間分布格局利用Hankson潛在生態危害風險系數和潛在生態風險評估方法評價桓仁地區林下參土壤重金屬整體污染現狀，進一步基于空間插值法利用ArcGIS進行繪圖（圖3）。桓仁地區19個林下參基地潛在生態風險危害系數（E）由大到小依次為：新興村、臭里頭、過道嶺、徐相德溝、大東溝、搖錢二組、新開嶺、松樹頂子1、肖家溝1、古馬嶺村、肖家溝4、三架窩棚、肖家溝2、林家溝、轉山子、蓋家溝、松樹頂子2、搖錢一組、肖家溝3，新興村基地潛在生態危害系數最大為E=10.28＜40，處于低污染水平。潛在生態風險指數（RI）從大到小依次為新興村、徐相德溝、大東溝、松樹頂1、搖錢二組、臭里頭溝、新開嶺、肖家溝1、過道嶺、肖家溝4、三架窩棚、古馬嶺村、肖家溝2、蓋家溝、轉山子、林家溝、肖家溝3、松樹頂2、搖錢一組，新興村潛在生態風險指數最高，RI值為158.95，處于中等風險水平（150≤RI＜300）。需要注意，除新興村外，其他18個基地RI值均小于150，處于低風險水平（RI＜150）。桓仁地區重金屬表現出較為明顯的空間分布格局，其中Cd在桓仁地區東南部較高、西北部較低，整體呈現自東南向西北遞減趨勢。

3 結論

（1）桓仁地區林下參土壤中重金屬Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn平均含量未超過農用地土壤污染風險管控標準，該區域土壤整體處于安全水平；但是部分樣點Cd含量高達0.977 mg/kg，遠遠高于土壤環境質量農用地土壤污染風險管控標準Cd的篩選值（0.30mg/kg），進一步分析及評價證實了新興村基地Cd含量處于較高生態風險水平。

（2）桓仁地區林下參土壤重金屬的空間分布特征呈現一定程度的相似性，東南區含量較高、西北區較低，特別是重金屬Cd含量呈現由東南向西北逐漸遞減趨勢。

（3）總的看來，桓仁地區林下參土壤質量良好，但是桓仁縣新興村部分樣點Cd污染風險等級較高，警惕在該樣點區域發展林下參。

圖1桓仁地區不同基地單因子污染指數Fig.1 Single-factor pollution index in different in Huanren Area

圖2桓仁地區不同基地內梅羅綜合污染指數Fig.2 Nemero composite pollution index in different bases in Huanren Area

圖3桓仁地區林下參基地潛在生態風險危害系數和潛在生態風險指數Fig.3 The potential ecological risk hazard coefficient()and potential ecological risk index()in understory ginseng bases in Huanren Area