桓仁地区林下参土壤中重金属空间变异分析

孙海，严珺，刘惠军，金桥，张淋淋，左湘西，吕林，刘政波，李跃雄※，张亚玉,3※

（1.中国农业科学院特产研究所，吉林长春130112；2.上海上药神象健康药业有限公司，上海200336；3.成都大学药学与生物工程学院，四川成都610106；4.桦甸市农业技术推广中心，吉林桦甸132400）

林下参（Panax ginseng C.A.Mey）是1998年“天保工程”实施以来发展起来的人参护育模式，由于林下参是一种仿野山参生长环境的护育模式，护育过程中人为干扰少、生长周期长等特点使其具备野山参的外部形态和内在的品质特征，完全可以和野山参“媲美”，2020版《中华人民共和国药典》正式将人参分为园参和林下山参两类[1]。林下参是一种高品质人参产品，其药用价值远远高于农田栽培人参。桓仁县地处长白山余脉，是林下参适宜生长的区域之一。

土壤是人类赖以生存的自然资源之一，不仅是农业生产的基础，而且是人类生态环境的重要组成部分[2-3]。在原环境保护部和原国土资源部联合发布的《全国土壤污染状况调查公报》中明确指出，我国整体耕地土壤环境质量下降，特别以重金属造成的污染最为严重[4]。土壤重金属污染成因复杂，既有来自区域地球化学过程的内源因素，又有工业化、城镇化和农业生产等人为因素，最终导致大部分土壤受到不同程度的重金属污染[5-7]。随着工业化进程加快，环境受到不同程度的污染，土壤重金属安全成为全社会关注的焦点[8]，土壤中重金属污染一般毒性强、污染时间长、移动难[9-10]。重金属污染造成土壤正常营养供应功能紊乱，影响植物正常生长发育，通过食物链最终影响人体健康[11]。目前，有关重金属对土壤的污染研究多集中在重金属从土壤到植物的迁移转化，但重金属的任何迁移转化过程均以一定的形态进行，从土壤化学角度考虑，土壤中不同形态重金属稳定性不同，稳定性不同决定了重金属在土壤中迁移转化能力，进而决定了重金属的生物有效性和对生态环境的污染风险[12]。土壤重金属污染及评价是环境科学领域关注的热点。目前，重金属评价方法较多，常用的有单因子指数法、内梅罗指数法[13-14]。但是生态风险评价结果存在众多不确定因素，实际评价中需要考虑生物对特定重金属毒性的响应特征，鉴于此，Hakanson提出的基于土壤重金属性质及其环境效应的潜在生态指数评价方法，综合考虑土壤重金属含量及其生态效应、环境效应和生物毒理学效应，是目前常用的综合性评价方法[15-16]。

药用植物安全是保障疗效和中医发展的前提，而中药材重金属污染不仅影响其安全入药，而且已成为制约中药材走向国际市场的首要问题[17]。人参是药食两用资源，土壤中重金属是其植物中重金属主要来源渠道。本研究对桓仁地区不同区域林下参土壤重金属〔镉（Cd）、砷（As）、铅（Pb）、铬（Cr）、铜（Cu）、镍（Ni）和锌（Zn）〕含量及空间分布进行研究，以期为该地区林下参土壤污染风险评估及安全护育提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

桓仁满族自治县地处辽宁东部山区，隶属于本溪市，位于40°54′~41°32′N，124°27′~125°40′E的长白山南麓，东与吉林省集安市相接，南与丹东市宽甸满族自治县相连，西与本溪市和抚顺市新宾满族自治县相依，北与吉林省通化市毗连。属于中温带大陆湿润季风气候，年平均日照2 685.6 h，年平均降水量610.6 mm，年平均气温7.4℃，无霜期156 d左右，境内山多林密，雨量适中，气候温凉潮湿，土壤松软肥沃，具有得天独厚的适宜人参生长的自然条件。

1.2 样品采集与分析

1.2.1 样品采集2016年9月对桓仁地区林下参基地进行实地考察，结合林下参伴生树种、坡度坡位和人为干预条件等环境因素，选取15年生左右林下参的19个基地，进行林下参及其根区土壤样品的采集，根据采样区面积不同采集3~12个样点，共获取70个样品。根据林下参生长特点收集根区土壤，将芦头以上的土壤剥去，采集参根周边土壤（4~10cm），边挖参边取土，直至参被挖出后将所取土样混合。将土壤样品带回实验室风干，除去枯枝落叶及砂砾，利用木质工具和瓷研钵研磨，分别过20目和100目尼龙筛，保存在自封袋中备用。

1.2.2 样品处理土壤有效养分测定采用常规农化分析方法[18]，有机质测定采用高温外热重铬酸钾氧化-容量法；碱解氮测定采用碱解扩散法；速效磷测定采用碳酸氢钠法；速效钾测定采用乙酸铵浸提-火焰光度计法。

土壤中金属元素全量消煮：称取土样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，放置过夜。次日于加热板上加热，开始温度控制在80℃约1 h，升高温度至180℃，加热3~4 h（土壤消煮液呈清澈透亮）加以回流，同时停止加热，冷却后向三角瓶中加入HClO4 2.5 mL，在加热板上继续加热，温度控制在120℃左右，加热至土壤颜色呈灰白色。冷却后，用去离子水冲洗小漏斗的内外壁，将三角瓶内液体以及洗小漏斗的液体一并过滤并定容至50 mL，同时做空白对照。

1.2.3 样品分析As含量利用氰化物发生原子荧光光谱法测定[19]；其他重金属含量采用安捷伦公司的Varian ICP 710ES测定，工作条件：功率为0.9 kW，等离子体气流量为15.0 L/min，辅助器流量为2.25 L/min，雾化气流量为0.8 L/min，泵速为15 r/min，样品间清洗时间10 s，分析所用混合标准溶液（GSB04－1766-2004，由国家有色金属及电子材料分析测试中心提供）。试验中所用的药品均为优级纯，水为超纯水。为保证试验数据的可靠性，试验过程进行标准土壤校准，标准土壤为国家标准物质网提供的松嫩平原土壤〔GBW07424（GSS－10）〕。

1.3 评价指标的选择

本研究采用单因子指数法、内梅罗综合污染指数法及潜在生态风险指数法对桓仁地区林下参土壤重金属生态风险进行评价。潜在生态风险指数法综合考虑了重金属毒性、在土壤中的迁移转化规律以及评价区域土壤中背景值的差异等，可综合反映土壤重金属对生态环境的影响潜力，适用于大区域范围内不同土壤之间进行评价比较。各评价指标计算公式及判别标准如下。

（1）单因子污染法：是目前国内进行单项土壤重金属污染评价采用的普遍方法，计算公式如下：

式中，Pi为土壤中单一重金属的污染指数；Ci为土壤中重金属的实测浓度；Si为土壤中重金属的评价标准限值。Pi判定标准：Pi＜1，无污染；1＜Pi≤2，轻度污染；2＜Pi≤3，中度污染；Pi＞3，重度污染。

（2）内梅罗综合污染指数法：采用综合因子污染指数法对土壤重金属污染进行综合评价，计算公式如下：

式中，Pz为采样点的综合污染指数；Pimax为i采样点单项污染指数P的最大值；Piave为采样点污染元素单项污染指数P的平均值。Pz判定标准：Pz≤0.7，安全，土壤处于清洁水平；0.7＜Pz≤1，警戒线，土壤处于尚清洁水平；1＜Pz≤2，轻污染，土壤轻度污染、作物开始受到污染；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，且已相当严重。

（3）潜在生态风险指数（RI）法，计算公式为：

1.4 数据分析及制图

采用Excel和SAS 9.1进行数据处理、描述性统计及相关性分析。利用ArcGIS 10.2软件绘制样点分布图及评估结果图。

空间插值法：本研究中的潜在生态风险危害系数及潜在生态风险指数采用空间插值法进行绘图，空间插值法基于反距离权重（inverse distance weighted，IDW）计算，其计算公式通常表示为：值。本研究中，Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn的毒性系数分别为30、8、5、10、5、5和1[20-21]。潜在生态风险危害系数判定标准：E＜40，低污染水平；40≤E＜80，中等污染水平；80≤E＜160，较高污染水平；160≤E＜320，高污染水平；E≥320，很高污染水平。潜在生态风险指数判定标准：RI＜150，低风险水平；150≤RI＜300，中等风险水平；300≤RI＜600，较高风险水平；600≤RI＜1 200，高风险水平；RI≥1 200，很高风险水平。

式中，Z表示待插值点要素的估计值；n是邻域范围内的插值参考样本数；zi表示第i个样本要素的观测值；di表示待插值点与第i个样本空间位置之间的欧式距离；P表示幂指数，通常情况下默认P=2。

从上式可以看出，IDW仅与待插值点及其邻域范围内样本点之间的空间距离有关，空间距离越小，其对待插值点的贡献度越大。IDW插值的基本假设是样点在插值区呈均匀分布，当样点在各方向较均匀分布时，该插值算法十分可靠；因此，样本点的选择至关重要。本研究采取的方案是，给定搜索半径设置点数为12，环境设置中处理范围选择与地图面积相同，栅格分析掩膜选择与地图面积一致，其他选项为默认值。

2 结果与分析

2.1 林下参土壤重金属元素全量总体特征

桓仁地区土壤基础理化性质如表1所示，pH值为5.79（5.59~5.99），整体呈弱酸性，符合《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》中规定的pH值阈值（5.5＜pH≤6.5）；参照生态环境部（原环境保护部）与国家市场监督管理总局发布的《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》（GB15618―2018）[22]，取置信度95%，对该区域林下参不同护育基地土壤金属元素进行描述性统计（见表2），结果表明，桓仁地区不同护育基地林下参土壤中Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn的平均含量分别为0.153、2.392、18.467、1.051、10.584、23.114和95.714 mg/kg，所有重金属元素含量均低于《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准》中Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn标准阈值（分别为0.30、40、90、150、50、70和200 mg/kg），说明桓仁地区不同基地林下参土壤总体未受到重金属污染。土壤中重金属来源主要包括成土母岩和人类活动两大类，林下参生长在森林生态环境中，重金属含量主要受成土母质决定[23-24]，受人为活动扰动相对较少。通过桓仁地区林下参基地土壤平均值可以从整体上掌握土壤中重金属情况，但是由于不同林下参基地所处地理位置不同、参户管护不同，各基地重金属含量亦有不同。根据变异系数（CV）可以粗略地估计土壤中重金属的变异程度，CV≤10%时，属于弱变异性，10%＜CV＜100%属于中等变异性，CV≥100%属于强变异性。Cd含量差异最大，为97.04%，其次为Cu（51.42%）、As（41.77%）、Zn（35.69%）、Ni（35.66%）、Pb（32.27%）和Cr（32.01%）。变异系数反映了总体样本中各采样点平均变异程度，变异系数大，说明不同基地间土壤重金属含量差异较大。桓仁地区不同护育基地林下参土壤重金属元素变异系数均处于中等变异水平，其中Cd接近中等变异水平上限，进一步通过最大值和最小值分析可知，有的样点土壤中Cd未检出，其中最大值样点Cd含量为0.977 mg/kg，严重超标。进一步与辽宁省土壤背景值对比发现，桓仁地区林下参土壤中Cd和Zn超过背景值（见表2），其平均值分别是背景值的1.18和1.77倍。桓仁县新兴村林下参产区部分土壤Cd污染较严重，不适宜作为林下参种植基地。

表1土壤基础理化性质Table 1 Basic physicochemical properties of soil

表2桓仁地区林下参土壤中重金属描述性统计Table 2 Descriptive statistics of heavy metals in understory ginseng in Huanren Area

林下参土壤中Cu、Zn元素含量超过地区背景值，而且不同区域土壤含量变异较大，说明部分区域土壤一定程度上受到人类活动的影响，推测主要是以下人为活动导致：一是林下参护育基地均与农田相邻，为了使农田地获得高产而大量使用农药、化肥及有机肥，而农药、化肥本身含有重金属，特别是规模化养殖场所用的饲料中含大量重金属[25-27]；二是密集型工业生产以及汽车普及导致大量含重金属等气体进入空气，进一步通过空气对流、干湿沉降等途径最终进入土壤，导致土壤中重金属含量增加[28]。

2.2 重金属评价

2.2.1 单因子指数法通过对桓仁地区不同林下参基地土壤重金属含量进行比较分析，19个基地中新兴村基地中Cd的平均含量最高为0.589 mg/kg，该基地样点中Cd最大含量为0.977 mg/kg，远远超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限制（0.30 mg/kg）。徐相德沟基地中Cd和过道岭基地中Zn平均含量分别为0.239和160 mg/kg，但是徐相德沟基地中Cd和过道岭基地中Zn最大含量为0.397和230 mg/kg，超过土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值。进一步通过单因子分析分析发现新兴村基地中Cd的Pi值为1.96，判定为轻度污染水平，林下参护育过程中需警惕重金属安全风险（图1）。桓仁地区As、Pb、Cr、Cu和Ni在不同护育基地中最大含量分别为6.675、29.254、2.200、22.304和59.983 mg/kg，远低于土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准限值40、90、150、50和70 mg/kg，单因子指数显示上述5种元素均处于无污染水平。

2.2.2 内梅罗综合污染指数法内梅罗综合污染指数方法特别考虑了污染最严重的因子，内梅罗环境质量指数在加权过程中避免了权重系数中主观因素的影响，是目前土壤中重金属污染评价应用较多的一种环境质量指数。利用桓仁地区不同区域林下参基地中7种金属的单因子污染最大值和平均值，依据内梅罗综合污染指数计算公式得到不同区域林下参基地重金属内梅罗综合污染指数，并利用ArcGIS进行绘图，结果见图2。由图2可知，新兴村基地Cd的内梅罗综合污染指数最高，处于中污染水平（2＜Pz=2.69≤3），与单因子指数结果相吻合；大东沟和徐相德沟基地中Cd污染水平为轻度污染；转山子和臭里头村基地中Zn污染水平为尚清洁。

2.2.3 潜在生态风险及空间分布格局利用Hankson潜在生态危害风险系数和潜在生态风险评估方法评价桓仁地区林下参土壤重金属整体污染现状，进一步基于空间插值法利用ArcGIS进行绘图（图3）。桓仁地区19个林下参基地潜在生态风险危害系数（E）由大到小依次为：新兴村、臭里头、过道岭、徐相德沟、大东沟、摇钱二组、新开岭、松树顶子1、肖家沟1、古马岭村、肖家沟4、三架窝棚、肖家沟2、林家沟、转山子、盖家沟、松树顶子2、摇钱一组、肖家沟3，新兴村基地潜在生态危害系数最大为E=10.28＜40，处于低污染水平。潜在生态风险指数（RI）从大到小依次为新兴村、徐相德沟、大东沟、松树顶1、摇钱二组、臭里头沟、新开岭、肖家沟1、过道岭、肖家沟4、三架窝棚、古马岭村、肖家沟2、盖家沟、转山子、林家沟、肖家沟3、松树顶2、摇钱一组，新兴村潜在生态风险指数最高，RI值为158.95，处于中等风险水平（150≤RI＜300）。需要注意，除新兴村外，其他18个基地RI值均小于150，处于低风险水平（RI＜150）。桓仁地区重金属表现出较为明显的空间分布格局，其中Cd在桓仁地区东南部较高、西北部较低，整体呈现自东南向西北递减趋势。

3 结论

（1）桓仁地区林下参土壤中重金属Cd、As、Pb、Cr、Cu、Ni和Zn平均含量未超过农用地土壤污染风险管控标准，该区域土壤整体处于安全水平；但是部分样点Cd含量高达0.977 mg/kg，远远高于土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准Cd的筛选值（0.30mg/kg），进一步分析及评价证实了新兴村基地Cd含量处于较高生态风险水平。

（2）桓仁地区林下参土壤重金属的空间分布特征呈现一定程度的相似性，东南区含量较高、西北区较低，特别是重金属Cd含量呈现由东南向西北逐渐递减趋势。

（3）总的看来，桓仁地区林下参土壤质量良好，但是桓仁县新兴村部分样点Cd污染风险等级较高，警惕在该样点区域发展林下参。

图1桓仁地区不同基地单因子污染指数Fig.1 Single-factor pollution index in different in Huanren Area

图2桓仁地区不同基地内梅罗综合污染指数Fig.2 Nemero composite pollution index in different bases in Huanren Area

图3桓仁地区林下参基地潜在生态风险危害系数和潜在生态风险指数Fig.3 The potential ecological risk hazard coefficient()and potential ecological risk index()in understory ginseng bases in Huanren Area