顏秋曉，何騰兵，高安勤，2，林昌虎，3，4

（1.貴州大學，貴陽550025；2.六盤水市土肥站，貴州 六盤水553000；3.貴州省中國科學院天然產(chǎn)物化學重點實驗室，貴陽550001；4.貴州科學院，貴陽550001）

山銀花（Lonicera Flos）為忍冬科（Caprifoliaceae）植物，主要是灰氈毛忍冬（Lonicera macranthoidesHand.Mazz.）的花蕾或初開的花［1］。含有的綠原酸、異綠原酸是目前公認的金銀花有效成分，并作為金銀花藥材及其制劑的質(zhì)量控制指標之一［2－3］。但是重金屬的污染阻礙了山銀花GAP的生產(chǎn)，并直接影響到患者的安全［4］。重金屬能通過食物鏈向人體內(nèi)積累而產(chǎn)生不可逆性的危害，直接或間接地危害人體健康［5］。王錦芳等在金銀花藥材中重金屬鉛、鎘含量分析中表示，金銀花藥材中的鉛、鎘含量雖沒有超標，但均有檢出，表明重金屬對中藥材的污染相當普遍［6］。楊春等在黔東南州9種藥材重金屬污染評價中指出金銀花未受到Hg和As的污染，但是受到Cd 的中度污染［7］。

有關(guān)研究表明，隨著種植年限的增加，土壤的重金屬含量增加。由于作物的吸收以及外來污染源的輸入，土壤重金屬 Cu，Pb，Zn，Cd，Hg，As，Cr和 Ni含量均隨種植年限的長短而有所差異，而且大多數(shù)重金屬質(zhì)量分數(shù)與種植年限有顯著或極顯著的相關(guān)性，隨種植年限的增加呈顯著的增加趨勢。由此可知，年限的延長也是影響重金屬污染的主要因素之一［8－10］。目前關(guān)于山銀花產(chǎn)地土壤及山銀花重金屬含量的研究不少，但對年限的有關(guān)研究尚少見報道。重金屬元素對山銀花的影響存在動態(tài)變化，植物群落經(jīng)歷的時間變化漫長，本文利用空間序列代替時間序列進行群落演替研究，著重研究不同種植年限下土壤和山銀花重金屬含量特征，以期為貴州山銀花的科學種植提供基礎(chǔ)資料和決策依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

貴州以其得天獨厚的自然條件，讓黔產(chǎn)中藥材聞名國內(nèi)外。2011年，中藥材種植總面積已達191 673.33hm2。但由于土地用養(yǎng)不均勻，地力降低，加上周邊污染源增多，阻礙了山銀花的GAP生產(chǎn)［11］。貴州遵義市綏陽縣是貴州灰氈毛忍冬主要生產(chǎn)地之一，其中又以綏陽縣小關(guān)鄉(xiāng)和蒲場鎮(zhèn)種植最多，研究區(qū)屬亞熱帶濕潤季風氣候，海拔872～1 231 m，平均氣溫10～15℃，平均降水量900～1 250mm，溫暖濕潤，雨熱同季，適宜山銀花的生長。出露地層以下古生界寒武系最廣，白云巖、碳酸鹽巖遍及全區(qū)，部分碎屑間歇相布，第四系沉積物以沖積、洪積為主，坡積、殘積物次之。土壤類型主要為由砂頁巖風化物發(fā)育酸黏黃壤，地形地貌復(fù)雜多樣［12］。小關(guān)鄉(xiāng)金銀花種植達30a之久，據(jù)統(tǒng)計2011年全鄉(xiāng)山銀花種植面積3 850.07hm2，干花產(chǎn)量1 065t［13］。隨著經(jīng)濟發(fā)展，山銀花產(chǎn)業(yè)已成為貴州的主導(dǎo)產(chǎn)業(yè)和優(yōu)勢產(chǎn)業(yè)，許多地區(qū)將大面積種植和引進金銀花項目作為“十二五”期間調(diào)整當?shù)禺a(chǎn)業(yè)機構(gòu)，實現(xiàn)農(nóng)民增收的主要途徑。

2 材料與方法

2.1 材料采集與制備

根據(jù)綏陽山銀花開花的實際情況，于2012年5—6月，采用GPS定位，在研究區(qū)土壤成土母質(zhì)、海拔、種植年限、坡度和坡向基本一致的情況下，在山銀花種植基地均勻選取具有代表性的不同種植年限的山銀花樹，每株樹上均勻地、有代表性地采集未開放的山銀花花蕾樣品，分別裝袋標識。同時在選取的花樹下利用木制工具采集0—20cm的根區(qū)（距樹干0.2～0.5m）土壤樣品。共采集0—20cm耕層土樣30個（27個根區(qū)土壤、3個荒地土壤）；山銀花樣品27份，具體采樣情況見表1。

將樣品帶回實驗室風干，剔除雜質(zhì)，按四分法取出一半樣品，用木棍碾壓研磨，全部過0.25mm的孔徑篩。將過篩樣品置于密封袋中，作好標簽備用。植株樣品經(jīng)90℃殺青，60～70℃烘干至恒重，粉碎備用。

表1 土壤樣點的分布情況

2.2 測定方法

土壤及植株的重金屬分析主要依據(jù)《土壤農(nóng)化分析》［14］以及中華人民共和國農(nóng)業(yè)行業(yè)標準［15］進行測定。土壤pH采用土水比為1∶2.5的電位法測定；土壤Cr，Pb，Cd采用石墨爐原子吸收分光光度法測定；土壤Hg采用冷原子吸收法測定；土壤As采用原子熒光分光光度法；土壤和植株的Cu采用火焰原子吸收光譜法；山銀花Cr，Cd，Hg，As，Pb采用ICP－MS測定。測試過程均加入中國土壤標樣（GSS2－GSS5）進行檢測樣品的準確度監(jiān)控，以空白值控制誤差和污染，平行數(shù)為30%。

2.3 數(shù)據(jù)處理

根據(jù)統(tǒng)計學的方法，將試驗數(shù)據(jù)剔除異常值后，用Excel，DPS軟件對土壤及植物重金屬元素等進行統(tǒng)計分析，并將計算結(jié)果匯總繪制成總數(shù)據(jù)表。再對各指標數(shù)據(jù)進行平均，計算標準偏差、誤差等，進行相關(guān)性分析。

2.4 評價方法

2.4.1 評價標準 土壤質(zhì)量評價標準參照我國1995年頒布施行的《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB15618—1995）［16］（表2）。山銀花重金屬污染評價參照我國頒布的《藥用植物及制劑外經(jīng)貿(mào)綠色行業(yè)標準》（WM2—2004）［17］（表3）。

表2 土壤環(huán)境質(zhì)量指標（GB15618—1995）

表3 藥用植物重金屬含量限量指標

2.4.2 評價因子 參照國標《土壤環(huán)境標準（GB15618—1995）》［16］和《藥用植物及制劑外經(jīng)貿(mào)綠色行業(yè)標準》［17］要求，選取對土壤質(zhì)量及山銀花品質(zhì)關(guān)系密切的6種重金屬（Cr，Cd，Cu，As，Pb，Hg）作為山銀花根區(qū)土壤和山銀花品質(zhì)的評價因子。

2.4.3 評價方法 本文采用綜合評價方法，此方法能較全面地將各污染物對土壤的污染程度反映出來，突出高濃度重金屬對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響［18］。本試驗采用N.L.Nemerow綜合指數(shù)法進行評價。計算方法如下：

單因子指數(shù)法：

式中：Pi——環(huán)境中污染物i的單項污染指數(shù)；Ci——環(huán)境中污染物i的實測數(shù)據(jù)；Si——污染物i的評價標準。當Pi＞1時，為污染。

綜合污染指數(shù)法：

根據(jù)綜合污染指數(shù)對土壤重金屬進行評價并對土壤重金屬污染進行等級劃分（表4）。山銀花花蕾重金屬評價方法亦如此，只是評價標準不同。

表4 土壤環(huán)境質(zhì)量等級

3 結(jié)果與分析

3.1 不同種植年限下土壤重金屬含量特征

3.1.1 山銀花產(chǎn)地土壤中重金屬含量與分布 研究區(qū)土壤pH范圍在4.76～6.01之間，低于荒地6.22，并隨年限增加逐漸降低（圖1）。土壤樣品中重金屬Cu，Cr，Cd和As隨種植年限的增加逐漸遞增，所有年限中最高含量分別為37.50，51.27，0.28，30.53 mg／kg；Hg含量差異不明顯；Pb隨種植年限的增加而降低（表5），這可能與土壤的環(huán)境有關(guān)，如腐殖質(zhì)物質(zhì)的螯合，植物的吸收以及土壤微生物的固定等導(dǎo)致了土壤中Pb含量的下降。由于黃壤母質(zhì)特性，決定了重金屬活性較高，貴州土壤中Cd背景值比全國平均水平高3.78倍［19］。劉周莉等［20］研究證明金銀花對Cd有超富集能力，低濃度的Cd對金銀花株高和葉綠素有促進作用，但會造成高齡銀花品質(zhì)降低。土壤中Cu，As，Cr，Cd和Hg均未超標，除Cd和Hg逼近警戒線，其余元素在長時間內(nèi)不會造成威脅。影響重金屬元素的原因很多，如土壤酸堿度、有機質(zhì)和土壤質(zhì)地等均能影響重金屬元素的活性，而年限越長，對土壤的這些理化性質(zhì)影響越大［21］。研究區(qū)土壤重金屬變異系數(shù)在1%～44%之間，為弱變異和一般變異。各年限中荒地Cd變異最強（變異系數(shù)CV為44%），1～5a的Cu強度次之（變異系數(shù)CV為35%），其余變異系數(shù)較低，說明Cd和Cu分布不均勻，這可能與砂頁巖風化物母質(zhì)有關(guān)。

圖1 不同種植年限山銀花土壤pH平均值

表5 不同種植年限山銀花土壤重金屬含量及變異特征

3.1.2 不同種植年限對山銀花土壤重金屬污染狀況 以研究區(qū)附近荒地土壤作為參照，計算土壤重金屬的單因子污染指數(shù)（Pi）和綜合污染指數(shù)（P綜），對土壤重金屬元素進行分析和評價（表6）。

荒地土壤的綜合污染指數(shù)為0.647，處于安全等級，屬于清潔水平；1～25a總體土壤綜合污染指數(shù)（P綜＝0.72）處于警戒線水平。除了Pb的單因子污染指數(shù)隨年限增加而減少，其余重金屬元素單因子污染指數(shù)呈上升趨勢。隨著種植年限的增加，土壤綜合污染指數(shù)不斷上升，除了1～10a的土壤綜合污染指數(shù)小于0.7，未受到污染外，其余年限的土壤重金屬綜合污染指數(shù)均大于0.7，污染等級處于警戒線。與荒地相比可知，1～5a山銀花生長旺盛，對重金屬有較好的富集作用，加上有機質(zhì)分解產(chǎn)生有機酸與重金屬發(fā)生絡(luò)合或螯合作用，減少了土壤中重金屬有效含量。但隨著樹齡增加，樹體老化，體內(nèi)重金屬含量增加，取代了Zn，Cu，F(xiàn)e和 Mn與酶輔基上的結(jié)合位點，使得載體蛋白不能正常表達，降低了離子吸收速率［22］；枝落葉和有機質(zhì)不斷礦化分解，重金屬元素又回到土壤。

表6 不同種植年限下土壤重金屬污染的評價

此外，長期施用磷肥也會導(dǎo)致土壤中鎘的積累。在美國過磷酸鈣含鎘86～114mg／kg，磷銨含鎘量7.5～156mg／kg，商品二級過磷酸鈣Cd含量一般在91mg／kg以上，比農(nóng)用污泥中Cd的最高允許含量5～20mg／kg高4～8倍，長期施用，必定造成土壤Cd污染［23－24］。在我國每年因施用磷肥帶入土壤的 Cd含量在37t以上，長期施用硝酸銨、磷酸銨、復(fù)合肥，土壤砷含量達到50～60mg／kg［24］。

3.1.3 根區(qū)土壤重金屬之間相關(guān)性分析 相關(guān)性分析表明（表7），重金屬Cr，Cu，As之間存在極顯著正相關(guān)，表明這3種元素存在復(fù)合污染或者有著相同的污染源。Pb與Cr，Cu，As呈顯著負相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別達－0.954，－0.951，－0.981，表明它們之間可能存在拮抗作用；其余重金屬之間相關(guān)性不明顯。土壤在污染時往往不是只有一種重金屬，而是幾種重金屬潛在相互影響的結(jié)果，一個污染源可能包含了幾種重金屬，重金屬之間存在潛在的吸附行為的交互作用。

3.2 不同種植年限山銀花重金屬含量狀況

3.2.1 山銀花重金屬含量分析及評價 按照《藥用植物及制劑外經(jīng)貿(mào)綠色行業(yè)標準》［17］要求，不同種植年限花蕾中的重金屬平均含量均未超標（表8），但是Cr含量較高，24a和25a的Cr含量分別為0.709 mg／kg，0.730mg／kg，均超過限定值0.7mg／kg。隨著種植年限的增加，花蕾重金屬含量也隨之增加；但花蕾中重金屬Cd，Hg，As，Pb和Cu平均含量均低于重金屬限量值。

表7 根區(qū)土壤重金屬之間相關(guān)性分析

不同年限山銀花重金屬變異系數(shù)為7.36%～39.22%，為弱變異到一般變異，11～15a山銀花Hg變異最大（變異系數(shù)CV為39.22%），20～25a的山銀花As變異系數(shù)最?。ㄗ儺愊禂?shù)CV為7.36%）。

表8 不同種植年限山銀花重金屬含量及安全性評價

各年限的單因子污染指數(shù)（Pi）均處于安全狀態(tài)（表9），但11～15a，16～20a，21～25a的Cr的單因子污染指數(shù)較大，接近于1，分別為0.832，0.908，0.946；Cu的單因子污染指數(shù)在21～25a達到0.726，As的單因子污染指數(shù)最高為0.612，污染指數(shù)也較大。綜合污染指數(shù)（P綜）在1～15a間小于0.7；15a以上年限的綜合污染指數(shù)均大于0.7，污染等級為警戒線，污染水平為尚清潔；從單因子污染指數(shù)對綜合污染指數(shù)的貢獻率來看，Cr是主要的影響因子，其次是Cu和As，表明山銀花的Cr污染較其他重金屬元素嚴重，且1～5a的花蕾Cr的單因子污染指數(shù)較高，為0.499。結(jié)合表6可知，土壤中Cr的單因子污染指數(shù)并不高，這可能是山銀花能較好地吸收土壤中的Cr，從而導(dǎo)致了Cr在山銀花中大量積累的緣故。

表9 不同種植年限山銀花重金屬污染狀況評價

導(dǎo)致綜合污染指數(shù)增加的原因有很多，種植年限長短的影響或不同區(qū)域內(nèi)的重金屬背景值差異和外源污染等。此外，長期施肥也會引起重金屬的增加，如As，Cr，Cd，Hg及Cu等。土壤低pH激活了重金屬的活性，增加了植物對重金屬的吸收，導(dǎo)致了山銀花體內(nèi)超富集。在生產(chǎn)過程中注重水肥一體化與有機肥配合施用，增加水分和肥料利用率，減少固體肥料的施用，減少污染來源。應(yīng)調(diào)查完善污染物的時空分布特征及來源，采取有效防治措施，保證山銀花質(zhì)量安全。

3.2.2 不同年限土壤與山銀花重金屬含量的相關(guān)性分析 由表10可知，土壤與山銀花大部分重金屬均有很明顯的正相關(guān)性，土壤中Cd，Cr，Cu，As與花蕾中6種重金屬元素呈顯著或極顯著正相關(guān)，其中土壤與山銀花中的Cr，Cu之間有極顯著的正相關(guān)性，土壤與花蕾中Cd和As元素間顯著正相關(guān)。表明山銀花對土壤中的重金屬Cd，Cr，Cu，As富集較強，各元素間可能存在協(xié)同作用。此外，重金屬元素來自同一污染源也可能導(dǎo)致這一結(jié)果。土壤中的Hg和Pb與山銀花中的各重金屬元素呈現(xiàn)不同程度負相關(guān)，其中與Pb山銀花的Cr，As呈顯著負相關(guān)，與山銀花中的Cd，Cu，Hg呈極顯著負相關(guān)。

土壤中Pb隨種植年限的增加是逐漸減少的，植株卻逐年增加，這可能由于年限的增加，山銀花對土壤中Pb不斷吸收而導(dǎo)致土壤中Pb的減少，而花蕾中含量增加；土壤微生物對Pb的固定，以及被吸附、螯合或是淋失也會導(dǎo)致土壤中Pb含量下降。另外，也表明了山銀花吸收重金屬時，Pb與其他元素間存在著拮抗抑制作用，山銀花對Hg和Pb存在選擇性吸收現(xiàn)象。

表10 土壤與山銀花重金屬元素的相關(guān)性分析

4 結(jié) 論

（1）山銀花根區(qū)土壤Cd，Cr，Cu，As含量隨種植年限增加而遞增，Hg含量差異不明顯，Pb含量逐漸降低。均未超過標準限定值。除Cd和Hg逼近警戒線外，其余元素在長時間內(nèi)不會造成威脅。土壤重金屬單因子污染指數(shù)除Pb的逐漸減小外，其余重金屬的單因子污染指數(shù)均呈上升趨勢。1～10a的土壤綜合污染指數(shù)小于0.7，屬于清潔水平，10a以上的土壤綜合污染指數(shù)均大于0.7，處于警戒線?？傮w（1～25a）的綜合污染指數(shù)為0.72，污染等級處于警戒線。土壤重金屬Cr，Cu，As之間呈極顯著正相關(guān)，Pb與Cr，Cu，As呈顯著負相關(guān)，其余元素相關(guān)性不明顯。

（2）山銀花重金屬平均含量和污染指數(shù)隨著種植年限的增加而增加，不同年限重金屬平均含量均未超標，但24a的Cr含量為0.709mg／kg，25a的Cr含量為0.730mg／kg，超過限定值0.7mg／kg。不同重金屬的單因子污染指數(shù)順序為1＞Cr＞cu＞As＞Pb＞Hg＞Cd，均處于安全狀態(tài)。綜合污染指數(shù)在1～15a間小于0.7，為安全等級；16～20a和21～25a的綜合污染指數(shù)均大于0.7，污染等級為警戒線，尚清潔水平。

（3）土壤中的Cu，Cr，Cd和As與山銀花中6種重金屬元素均有顯著或極顯著的正相關(guān)性，土壤與花蕾中Cr，Cu之間呈極顯著正相關(guān)，Cd和As呈顯著正相關(guān)；土壤中Hg和Pb與花蕾中各重金屬元素呈不同程度負相關(guān)，其中土壤Pb與花蕾Cr，As呈顯著負相關(guān)，與花蕾中Cd，Cu，Hg呈極顯著負相關(guān)。

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