通化農(nóng)田栽培人參土壤養(yǎng)分和重金屬分布及其生物有效性研究

張淋淋，孫海，劉寧，王秋霞，張亞玉,2※

（1.中國農(nóng)業(yè)科學院特產(chǎn)研究所，吉林 長春 130112；2.成都大學藥學與生物工程學院，四川 成都 610106）

人參（Panax ginseng C.A.mey）是五加科多年生草本植物，為主要大宗道地中藥材，我國人參產(chǎn)量占世界的70%左右[1]，是世界人參主產(chǎn)國，而吉林省人參總產(chǎn)量占全國的52%左右，因此，人參產(chǎn)業(yè)作為吉林省的特色與支柱產(chǎn)業(yè)，對于地方經(jīng)濟發(fā)展具有重要作用。

土壤為植物生長的物質(zhì)基礎(chǔ)，隨著工業(yè)和農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，人們向土壤中輸入的重金屬不斷增加，使得土壤中重金屬污染的風險加大，土壤重金屬污染不僅會導致土壤肥力降低、土壤功能喪失，而且還將嚴重影響農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)量與品質(zhì)，并最終通過食物鏈危及人類健康與生命安全[2]。由于土壤重金屬污染具有來源廣、污染范圍大、生物不可降解性以及相對穩(wěn)定等特點，導致土壤中重金屬污染易產(chǎn)生而難治理，不但威脅人類健康，也限制了我國人參的出口。隨著人們生活水平的提高，人參產(chǎn)業(yè)由片面地追求產(chǎn)量逐漸向追求高品質(zhì)轉(zhuǎn)變，因此，針對人參產(chǎn)地進行土壤重金屬形態(tài)特征的分析與污染風險的評價對于人參品質(zhì)的控制極為重要[3]。

分析化學只能測定元素總量，但土壤-植物系統(tǒng)中重金屬元素的生物有效性與積累能力，不僅與元素總量有關(guān)，很大程度上是由其形態(tài)分布決定，直接影響重金屬的毒性與遷移轉(zhuǎn)化[4-5]，因此確定重金屬的活性形態(tài)以及對人參安全生產(chǎn)的影響成為研究的重點。本研究從土壤中重金屬的空間分異和形態(tài)特征入手，檢測不同空間區(qū)域土壤的重金屬含量，并利用國際Tisser五步連續(xù)提取法對不同深度的重金屬形態(tài)進行分析，旨在明確土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的存在形態(tài)，探索其遷移轉(zhuǎn)化機理，評估人參生長地的風險狀況并預測相應人參是否重金屬超標，為生產(chǎn)綠色人參提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

選擇通化縣金斗鄉(xiāng)作為采樣點（125°17'32.41''E、41°50'04.23''N），按照五點法進行采樣，采集時先將整個人參完整挖出，再利用取樣器分別采集 0～4 cm（T1）、4～10 cm（T2）、10～20 cm（T3）、20～30 cm（T4）深度的土壤并裝袋標記，采集20 個樣點分別混合，帶回實驗室，除去土壤中枯枝及大的砂粒，自然風干，分別過20 目和100 目土壤篩待測。

1.2 樣品處理

1.2.1 土壤理化性狀分析 土壤 pH 值按照土水比1.0∶2.5 的比例，采用pH 值計進行測定，利用元素分析儀測定土壤全碳與全氮含量，采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻比色法測定速效磷含量，采用乙酸銨浸提-火焰光度計法測定速效鉀含量，采用氯化鈣浸提——AA3 連續(xù)流動分析儀測定銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量，采用NaOH 熔融-鉬銻比色法測定全磷含量，采用NaOH熔融——火焰光度計法測定全鉀含量，采用三酸（HCl-HNO3-HClO4）法消解-電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定土壤、人參中全量重金屬含量，具體測定方法參見土壤農(nóng)化分析[6]。

1.2.2 土壤中重金屬各形態(tài)分級提取分析 以Tessier法為基礎(chǔ)的五步連續(xù)逐級提取法具體步驟：

①可交換態(tài) 于50mL 離心管中準確稱取1.0000g（15 目）風干土壤樣品，加入1 mol/L MgCl2 溶液8 mL（用稀 HCl 調(diào)節(jié)至 pH=7.0），（25±1）℃（220 r/min）下連續(xù)振蕩1 h；4 000 r/min 離心 10 min，于 50 mL 容量瓶中過濾出上清液，加入5 mL 去離子水洗滌殘余物，再于4 000 r/min下離心10min，過濾出上清液，定容，測定重金屬濃度。

②碳酸鹽結(jié)合態(tài) 向上一步的殘渣中加入1.0mol/L NaAc 溶液 8 mL（用 HAc 調(diào)節(jié)至至 pH=5.0），（25±1）℃（220 r/min）下連續(xù)振蕩 5 h；4 000 r/min 離心 10 min，于50 mL 容量瓶中過濾出上清液，加入5 mL 去離子水洗滌殘余物，再于4 000 r/min 下離心10 min，過濾出上清液，定容，測定重金屬濃度。

③鐵錳氧化物結(jié)合態(tài) 向上一步殘渣中加含0.04 mol/L NH2OH HCl 的 25% HAc 溶液 20 mL，（96±3）℃水浴下不斷攪拌反應 6 h，4 000 r/min 離心10 min，于50 mL 容量瓶中過濾出上清液，加入5 mL 去離子水洗滌殘余物，再于4 000 r/min 下離心10 min，過濾出上清液，定容，測定重金屬濃度。

④有機物結(jié)合態(tài) 向上一步的殘渣中加入3 mL 0.02 mol/L HNO3 溶液，5 mL 30%的H2O2 溶液，稀HNO3 調(diào)節(jié)至 pH=2.0，（85±2）℃水浴條件下加熱并攪拌反應2 h，再加30%的H2O2溶液3 mL（稀HNO3調(diào)節(jié)至pH=2.0），在（85±2）℃的水浴中繼續(xù)加熱并間歇攪拌反應 3 h，冷卻到（25±1）℃，加 5 mL 含 3.2 mol/L NH4OAc的20%HNO3溶液，加去離子水稀釋到20mL，常溫下連續(xù)振蕩30 min。4 000 r/min 離心10 min，于50 mL容量瓶中過濾出上清液，加入5 mL去離子水洗滌殘余物，再于4 000 r/min 下離心10 min，過濾出上清液，定容，測定重金屬濃度。

⑤殘余態(tài) 王水消解，遵循ISO 規(guī)范（11466），測定重金屬濃度。

1.3 上機測試條件

主要試劑：試驗中所用的藥品均為優(yōu)級純，水為去離子水；測試儀器：美國瓦里安中國公司的VistaPROICP；工作條件：功率0.9 kW，等離子體氣流量15 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，樣品間清洗時間10 s；ICP分析用混合標準溶液（GNM-M 261141-2013）由國家有色金屬及電子材料分析測試中心提供。

1.4 重金屬的主要評價方法

以《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB15618-2018）為評價標準（土樣pH 值均在5.5～6.5），采用重金屬生物活性系數(shù)進行土壤環(huán)境質(zhì)量的評價。重金屬的生物活性（MF）計算公式：MF=（F1+F2）/（F1+F2+F3+F4+F5）。式中，F(xiàn)1 為可交換態(tài)；F2 為碳酸鹽結(jié)合態(tài)；F3 為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)；F4 為有機物結(jié)合態(tài)；F5 為殘余態(tài)。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計和分析

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2010 和SAS 9.4 軟件進行統(tǒng)計分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同深度土壤理化性狀

由表1 可知，土壤中的全氮、全磷、有機質(zhì)含量以及pH 值隨土壤深度增加逐漸降低，速效磷、有效鉀、銨態(tài)氮含量隨土壤深度增加表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，均在T2 達到最高值，在T4 達到最低值。硝態(tài)氮含量也隨土壤深度增加表現(xiàn)為先升高后降低的趨勢，但在T3 為最高值，T1 為最低值。

表1 不同深度人參土壤理化性狀Table 1 Physical and chemical properties of ginseng soil at different depths

2.2 不同深度土壤重金屬全量

由表2 可知，人參土壤中5 種金屬元素含量均低于農(nóng)用地土壤污染風險篩選值。不同深度土壤重金屬含量不同，總體表現(xiàn)為隨土壤深度增加重金屬含量呈降低的趨勢。全量Zn 含量表現(xiàn)為T2 ＞T1 ＞T3 ＞T4，全量 Cu 含量為 T2 ＞ T3 ＞ T1 ＞ T4，全量 Pb 含量為T1 ＞T3 ＞T2 ＞T4，全量As 含量為 T4 ＞ T3＞ T1 ＞ T2，全量 Ni 含量為 T2 ＞ T4 ＞ T1 ＞ T3。

表2 不同深度人參土壤全量重金屬含量Table 2 Content of heavy metal in ginseng soil at different depths （mg/kg）

2.3 不同深度土壤各形態(tài)重金屬含量及重金屬的生物活性

利用Tisser 連續(xù)逐級提取法得到可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)和殘余態(tài)，將5 步提取的各形態(tài)重金屬量加和作為重金屬總量，不同深度人參土壤各形態(tài)重金屬含量見圖1。由圖1 可知，5 種重金屬元素的形態(tài)分布存在差異，但均為殘余態(tài)含量最高，其中，Pb、Zn、Ni和Cu主要以殘余態(tài)與有機物結(jié)合態(tài)形式存在，As各形態(tài)平均百分比含量表現(xiàn)為殘余態(tài)（52.34%）＞鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（17.74%）＞有機物結(jié)合態(tài)（15.41%）＞可交換態(tài)（9.2%）＞碳酸鹽結(jié)合態(tài)（5.31%），隨深度增加，總體表現(xiàn)為表層含量大于深層。

圖1 不同形態(tài)重金屬的垂直分布特征Fig.1 Vertical distribution characteristics of different forms of heavy metals

由表3 可知，5 種重金屬元素生物活性表現(xiàn)為As＞ Zn ＞ Cu ＞ Pb ＞ Ni，隨深度增加，Pb 生物活性無顯著差異，Ni生物活性逐漸增加，其中T4 與T1、T2 間差異顯著（P＜ 0.05），As、Zn 和Cu 生物活性均為中間層 T2、T3 大于 T1、T4，但差異不顯著。

表3 不同深度土壤中重金屬的生物活性Table 3 Biological activity of heavy metals in soil at different depths （%）

2.4 人參中重金屬含量及富集系數(shù)

人參中重金屬的富集系數(shù)為人參根中重金屬的含量與其對應土壤中含量的比值。由表4 可知，人參中5種重金屬含量均符合藥典標準，人參對Cu 的富集作用最強，富集系數(shù)為0.414，其次為Zn和Pb，富集系數(shù)分別為0.321 和0.320，最后為Ni，富集系數(shù)為0.166，人參中未檢測出As 含量。

3 討論

前期研究表明[9]，不同深度土壤的重金屬含量與空間分布特征，除與成土母質(zhì)、地質(zhì)風化作用以及土壤成土過程相關(guān)外，還與元素自身的遷移能力、土壤因素以及工農(nóng)業(yè)活動有關(guān)。本研究結(jié)果表明，隨土壤深度不同，重金屬含量也不同，多數(shù)表現(xiàn)為隨深度增加，重金屬含量降低。胡利娜等[7]研究發(fā)現(xiàn)，鄱陽湖底泥DW柱狀采樣點重金屬含量隨深度變化呈鋸齒狀多峰分布特征，且形狀相似，總體呈下降趨勢。孫波等[8]研究了江西銅冶煉廠區(qū)域稻田 Cu、Cd 重金屬在不同深度（0～15、15～40、40～60 cm）的分布規(guī)律，結(jié)果顯示，無論是Cu、Cd，表層（上層）土壤的重金屬含量明顯高于下層，說明二者均具有“表聚性”，本研究與上述研究結(jié)果相似，這可能與施肥和農(nóng)業(yè)耕作有關(guān)。另外，本研究結(jié)果還發(fā)現(xiàn)，各形態(tài)重金屬中均為殘余態(tài)含量最高，這與大多數(shù)研究結(jié)果相一致[9]。

Cu 和Zn 是植物生長必需的微量營養(yǎng)元素，參與植物新陳代謝，是多種酶的激活劑或抑制劑，在植物生長過程中起著重要作用，也是人體的必需元素，但過量則會造成毒害作用，2 種元素維持在適宜的比例是人參特有功效的體現(xiàn)[4,10]。本研究結(jié)果表明，5 種金屬元素中，人參對Cu 富集作用最強，其次為Zn 和Pb。Cacador 等[11]研究認為，Zn、Cu、Pb 在非根際中是以可遷移的化學形態(tài)存在，而根際中可能存在碳酸鹽結(jié)合態(tài)、交換態(tài)向鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化機制，鐘曉蘭等[12]認為，Zn與Cu的生物有效性與成土母質(zhì)密切相關(guān)，說明人參的母質(zhì)土壤Zn 與Cu 含量較高是導致人參對這2 種元素富集的主要原因，這也是其道地性的關(guān)鍵。