白如霞 劉 海，2 王玉書(shū) 黃建國(guó)?

（1 西南大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，重慶 400716）

（2 貴州省農(nóng)業(yè)科技信息研究所，貴陽(yáng) 550006）

紫莖澤蘭（Eupatoriumadenophorum）是一種菊科多年生惡性毒草，原產(chǎn)于中美洲，20世紀(jì)40年代從中緬邊境侵入中國(guó)。該植物適應(yīng)能力極強(qiáng)，既能在光、熱、水充足的環(huán)境中迅速生長(zhǎng)，又耐陰、耐瘠、耐旱。此外，紫莖澤蘭種子輕小，極易傳播［1］，廣泛分布于滇、黔、川、渝、桂、西藏亞熱帶和熱帶地區(qū)的農(nóng)田、草場(chǎng)、森林、山坡、亂石縫隙等，局部地區(qū)的危害面積超過(guò)幅員的20%，被列為中國(guó)危害最嚴(yán)重的入侵植物［2］。

紫莖澤蘭體內(nèi)含單萜類(lèi)、倍萜類(lèi)、三萜類(lèi)、苯丙素類(lèi)、黃酮類(lèi)及各種衍生物等100多種化學(xué)物質(zhì)，大部分具有多環(huán)芳烴結(jié)構(gòu)，具有植物、動(dòng)物和微生物毒性［3］。在紫莖澤蘭侵入過(guò)程中，這些化學(xué)物質(zhì)產(chǎn)生化感效應(yīng)，排除其他植物，形成單優(yōu)群落，給農(nóng)業(yè)、林業(yè)、畜牧業(yè)造成巨大危害。目前，人們主要采用化學(xué)、生物、人工和機(jī)械拔除等方法防除紫莖澤蘭。但是，漫山遍野的紫莖澤蘭需要大量施用化學(xué)除草劑，不僅造成環(huán)境污染，而且還不能徹底殺滅其根系［4］；澤蘭實(shí)蠅、旋皮天牛和鏈格孢菌等抑制紫莖澤蘭生長(zhǎng)的效果有限，防效欠佳［5-7］。防除與資源化利用相結(jié)合有益于控制紫莖澤蘭蔓延 ，但紫莖澤蘭做飼料有毒，造紙纖維太短 ，作建材和家具的強(qiáng)度不夠，做燃料熱值不高，尚無(wú)有效的利用方法［8-10］。因此，在紫莖澤蘭的人工和機(jī)械防除過(guò)程中，大量堆砌的植物殘?bào)w急需無(wú)害化處理和資源化利用。值得注意的是，紫莖澤蘭分布廣，生長(zhǎng)快，生物量大，富含有機(jī)質(zhì)，氮、磷、鉀含量高于玉米、小麥、水稻等禾本科作物秸稈。經(jīng)生物堆制腐熟后，紫莖澤蘭的繁殖器官死亡，對(duì)植物、動(dòng)物和微生物有毒的化感物質(zhì)降解［8，11］，是一種潛在的優(yōu)良有機(jī)肥源。在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，施用有機(jī)肥和秸稈還田可均衡補(bǔ)充氮、磷、鉀及微量元素，保持或提高土壤有機(jī)質(zhì)含量，改善土壤物理結(jié)構(gòu)，增強(qiáng)微生物活性，提高養(yǎng)分生物有效性［12-14］。

據(jù)報(bào)道，紫莖澤蘭富集重金屬能力強(qiáng)，鎘（Cd）和鉛（Pb）含量高［15-16］，做肥料存在污染土壤的風(fēng)險(xiǎn)［17］。但是，植物對(duì)重金屬的富集能力與土壤中重金屬含量和生物有效性密切相關(guān)，故紫莖澤蘭的重金屬含量可能因地域和土壤類(lèi)型而異［18-19］。在重金屬背景值較低的土壤和區(qū)域，紫莖澤蘭存在做有機(jī)肥源的可能性。四川省涼山州是紫莖澤蘭侵入的重災(zāi)區(qū)［20］，因此，本研究在當(dāng)?shù)夭杉煌锨o澤蘭群落的土壤、植株、鄰近植物和就地腐熟的有機(jī)肥，測(cè)定Pb、汞（Hg）、砷（As）、鉻（Cr）、Cd含量，了解土壤—紫莖澤蘭—有機(jī)肥的重金屬含量及相關(guān)性，并對(duì)紫莖澤蘭的肥用安全性做出評(píng)價(jià)。

1　材料與方法

1.1　研究區(qū)域概況

涼山州（100°15′E～103°53′E，26°03′N(xiāo)～29°27′N(xiāo)）位于四川省西南部，川、黔、滇交界處，全州轄1市16縣，屬印度洋季風(fēng)氣候，年均氣溫14～17℃，年日照2 000～2 400 h，年降水1 000～1 100 mm，年蒸發(fā)量2 352 mm，無(wú)霜期230～306 d。當(dāng)?shù)氐匦蔚孛捕鄻?，氣候?lèi)型復(fù)雜,具有南亞熱帶至溫帶的多種氣候類(lèi)型，水、熱、光照充足，適宜多種植物生長(zhǎng)，是中國(guó)紫莖澤蘭分布最多的地區(qū)之一，7—9月紫莖澤蘭生物量最大。

1.2　樣品采集與測(cè)定

2016年8月，根據(jù)紫莖澤蘭在涼山州的分布狀況，分別在7個(gè)主要分布的縣（市），選擇具有代表性的礦區(qū)、農(nóng)林和交通用地，采集42個(gè)紫莖澤蘭群落的土壤、植株和鄰近植物（表1），并同步在當(dāng)?shù)乜h（市）采集野外就地腐熟生產(chǎn)的紫莖澤蘭有機(jī)肥各1個(gè)樣品。

土壤、植物、有機(jī)肥樣品制備：在室內(nèi)風(fēng)干，除去土壤中的石塊、植物根系和凋落物等，制備出過(guò)2 mm、1 mm和0.149 mm篩土樣，分別用于測(cè)定土壤pH、提取態(tài)重金屬含量和重金屬全量。用自來(lái)水清洗植物表面黏附的土壤之后，再用去離子水淋洗3遍，80℃烘干、粉碎，制備出過(guò)2 mm篩植物樣用于重金屬含量測(cè)定。取紫莖澤蘭有機(jī)肥，制備出過(guò)1 mm篩風(fēng)干有機(jī)肥樣品，用于測(cè)定重金屬含量。

土壤、植物、有機(jī)肥樣品的預(yù)處理方法：土壤pH采用土:水=1∶2.5電極法測(cè)定。土壤As和Hg全量采用反王水（HNO3∶HCl=3∶1）法消化；土壤Pb、Cd全量采用王水（HNO3∶HCl=1∶3）—高氯酸法消煮；土壤Cr全量采用二苯基碳酰二肼比色法測(cè)定；土壤提取態(tài)As和Hg采用碳酸氫鈉法提??；土壤提取態(tài)Pb和Cd采用DTPA（pH≥6.5）/鹽酸（pH＜6.5）法提?。煌寥捞崛B(tài)Cr采用醋酸銨法提?。恢参镏亟饘俨捎孟跛帷呗人幔℉NO3∶HClO4=5∶1）法消化；有機(jī)肥重金屬采用濕灰化法（HNO3∶HClO4=5∶1）消化。試驗(yàn)用品均經(jīng)稀硝酸浸泡，試驗(yàn)用水均為去離子水，試驗(yàn)藥品均為優(yōu)級(jí)純。

土壤、植物、有機(jī)肥樣品重金屬測(cè)定：非色散原子熒光光度計(jì)（普析PF6-3型，北京普析通用儀器有限公司）測(cè)定As和Hg；原子吸收分光光度計(jì)（Hitachi Z-5000型，日立儀器有限公司，日本）測(cè)定Pb、Cr和Cd［21］。

表1　樣地基本情況Table 1　Basic information of the sampling sites

1.3　數(shù)據(jù)處理

用Excel 2010和SPSS19.0進(jìn)行基本計(jì)算和統(tǒng)計(jì)分析，多重比較采用最小顯著差異（LSD）法，顯著水平設(shè)置為p＜0.05。

重金屬富集系數(shù)（Enrichment coefficient）能更好反映植物對(duì)重金屬富集程度的高低或富集能力的強(qiáng)弱，其計(jì)算公式如下：

2　結(jié) 果

2.1　涼山州紫莖澤蘭樣地土壤重金屬含量

全量：紫莖澤蘭群落不同，土壤重金屬全量亦不同（表2）。Pb、Cr、Cd、As和Hg的變幅（mg kg-1）分別為9.55～1474、6.96～456.9、0.00～25.19、2.36～22.72和0.00～1.90，平均含量（mg kg-1）分別為73.45、57.27、1.90、8.78和0.32，變異系數(shù)（%）分別為305.9、118.7、266.8、51.74和99.99。

提取態(tài)：土壤提取態(tài)重金屬也因群落不同而異（表2）。DTPA/HCl提取態(tài)Pb和Cd、NaHCO3提取態(tài)As和Hg，以及NH4Ac提取態(tài)Cr的變幅（mg kg-1）分別為0.00～42.86、0.000～6.575、0.067～0.673、0.000 0～0.159 3和0.003 7～0.053 2，平均含量（mg kg-1）分別為4.424、0.459、0.263、0.028 9和0.019 1，變異系數(shù)（%）分別為166.7、229、53.09、108.4和74.93。

表2　樣地土壤重金屬含量Table 2　Heavy metal contents in soil relative to sampling site

2.2　紫莖澤蘭的重金屬含量、分布和積累

表3可見(jiàn)，紫莖澤蘭群落不同，植株重金屬含量亦不同：植株整體的平均含量（mg kg-1）分別為14.17（Cr）＞4.55（Pb）＞1.47（Cd）＞0.167（As）＞0.021（Hg），對(duì)應(yīng)變幅（mg kg-1）為1.01～86.01、0.48～15.30、0.19～6.57、0.015～0.495和0.000～0.054，變異系數(shù)（%）相應(yīng)為121.21、87.75、89.75、71.87和58.27（表3）。

在紫莖澤蘭莖中，各重金屬含量最低（Cd例外，低于葉片，但與根系無(wú)顯著差異），各重金屬在根葉中的含量為莖的2.88倍～5.48倍（Pb）、1.66倍～3.59倍（Cr）、1.17倍～2.68倍（Cd）和2.14倍～3.58倍（As）、1.80倍～2.73倍（Hg）。此外，Cr和As在根系中的含量最高；Pb、Cd和Hg在葉片內(nèi)的含量最高（表3）。

與12種鄰近植物的平均值相比，紫莖澤蘭重金屬含量和富集系數(shù)的平均值和最大值顯著低于或相似于鄰近植物（表4）。其中，紫莖澤蘭的Pb、Cr、Cd、As和Hg含量分別低于或相似于8、4、7、9和9種鄰近植物，其富集系數(shù)分別低于或相似于8、5、5、9和8種鄰近植物。此外，紫莖澤蘭對(duì)重金屬的富集系數(shù)Cd最高（x=3.356），As最低（x=0.022）， Cr、Pb、Hg變化于二者之間，變異系數(shù)（%）分別為108.1（Cd）、37.9（As）、98.35（Cr）、88.55（Pb）和118.6（Hg）。

表3　紫莖澤蘭根、葉、莖及植株重金屬含量Table 3　Heavy metals contents in roots, leaves, and stems and whole plants of E.adenophorum (mg kg-1)

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2.3　土壤—紫莖澤蘭重金屬含量的相關(guān)性

圖1可見(jiàn)，在紫莖澤蘭生長(zhǎng)的土壤中，全As與植株含量呈顯著正相關(guān)（r=0.528*，n=42）。此外，土壤NaHCO3提取態(tài)As、DTPA/HCl提取態(tài)Pb和Cd等與紫莖澤蘭植株含量也呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)依次為0.3137、0.3376、0.7612（p＜0.05，n=38～42）。

圖1　紫莖澤蘭的重金屬含量和土壤重金屬含量的相關(guān)性Fig. 1 Relationships between E.adenophorum and soil of heavy metal content (n=32～42)

2.4　紫莖澤蘭有機(jī)肥重金屬含量

在紫莖澤蘭有機(jī)肥中，Cr和Pb含量較高，平均值分別為21.04和8.15 mg kg-1，Cd次之（x=1.71 mg kg-1），As和Hg最低，平均值依次為0.30和0.13 mg kg-1。此外，紫莖澤蘭有機(jī)肥的重金屬含量變幅較大，最大值為最小值的2.4倍（Pb）、2.26倍（Cr）、2.58倍（Cd）、1.35倍（As）、1.70倍（Hg）（表5）。

3　討 論

本研究采集的紫莖澤蘭群落包括了紫色土、黃壤和紅壤等當(dāng)?shù)刂饕寥李?lèi)型，以及農(nóng)用地、林地、交通用地和礦區(qū)土壤，各樣地的重金屬含量變異較大。其中，稀土礦區(qū)的Pb和Cd、廢棄堆煤場(chǎng)的Hg、鉛鋅礦區(qū)的Pb達(dá)到嚴(yán)重污染水平，顯著高于農(nóng)林用地，說(shuō)明人類(lèi)活動(dòng)影響土壤重金屬含量，與前人研究［22］一致。與土壤重金屬含量相似，紫莖澤蘭的重金屬含量變異也較大，變異系數(shù)58.27%～121.2%，說(shuō)明土壤環(huán)境影響紫莖澤蘭吸收重金屬。統(tǒng)計(jì)分析表明，紫莖澤蘭的重金屬含量與土壤全As、DTPA/HCl提取態(tài)Pb和Cd、NaHCO3提取態(tài)As和Hg以及NH4OAc提取態(tài)Cr等均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.3137～0.7612（p＜0.05，n=38～42），類(lèi)似前人在烤煙、玉米等植物上的研究結(jié)果［23-24］。因此，土壤上述形態(tài)的重金屬可指示其有效性，一定程度上反映紫莖澤蘭對(duì)重金屬的吸收。但值得注意的是，在前人的培養(yǎng)試驗(yàn)中，人為向土壤添加Cd、Zn、Pb和Cu之后，紫莖澤蘭吸收增加［15］。但本研究中，稀土礦區(qū)土壤中的Pb和Cd、廢棄煤場(chǎng)的Hg、鉛鋅礦區(qū)的Pb遠(yuǎn)高于總體平均值，而紫莖澤蘭的重金屬含量卻低于平均值。因此，在自然條件下，紫莖澤蘭吸收重金屬不隨土壤全量增加而提高；在人為設(shè)置的土壤污染試驗(yàn)中，紫莖澤蘭對(duì)重金屬的吸收難以反映自然吸收的真實(shí)情況。

重金屬種類(lèi)不同，紫莖澤蘭富集系數(shù)也不同。結(jié)果表明，在重金屬由土壤向紫莖澤蘭遷移的過(guò)程中，Cd容易，As較難，Cr、Pb、Hg介于二者之間。此外，重金屬富集系數(shù)的變化較大，類(lèi)似土壤質(zhì)地對(duì)蔬菜Cd和Hg富集系數(shù)的影響［25-27］。但與鄰近植物相比，紫莖澤蘭的Pb、Cr、Cd、Hg和As含量及富集系數(shù)（它們的平均值和最大值）均低于或相似于絕大多數(shù)鄰近植物。在廢棄堆煤場(chǎng)、稀土和鉛鋅礦區(qū)，盡管土壤中的某些重金屬全量較高，但它們與紫莖澤蘭的重金屬含量無(wú)顯著相關(guān)。據(jù)報(bào)道，鉛鋅礦區(qū)的土壤Cd含量較高，紫莖澤蘭的含Cd量1.68 mg kg-1［15］，接近本研究供試42個(gè)紫莖澤蘭樣品的平均值（1.47 mg kg-1）。眾所周知，香根草（Vetiveria zizanioides）、蜈蚣草（Pteris vittata）、小鱗苔草（Carex gentilis）、天藍(lán)遏藍(lán)菜（Thlaspi caerulescens）、印度芥菜（Brassica juncea）等大多數(shù)重金屬富集植物生長(zhǎng)緩慢，生物量小，生態(tài)適應(yīng)性差［28-30］，而紫莖澤蘭則相反，生長(zhǎng)迅速，年產(chǎn)鮮嫩莖葉10.86 t hm-2［31］，且分布廣泛，泛濫成災(zāi)。因此，在自然條件下，紫莖澤蘭對(duì)重金屬的吸收類(lèi)似普通植物，無(wú)特別的偏嗜性，不支持紫莖澤蘭是重金屬富集植物的觀點(diǎn)［16，32］。

防除與資源化利用相結(jié)合是控制紫莖澤蘭蔓延的有效途徑之一。據(jù)報(bào)道，經(jīng)過(guò)生物堆肥腐熟后，紫莖澤蘭的繁殖器官死亡，浸提液對(duì)小鼠安全無(wú)毒［8］，抑制植物和微生物生長(zhǎng)繁殖的化感物質(zhì)降解，促進(jìn)辣椒等作物的種子發(fā)芽和幼苗生長(zhǎng)，提高產(chǎn)量、品質(zhì)［33-34］。因此，重金屬含量成為紫莖澤蘭能否作為有機(jī)肥的關(guān)鍵性問(wèn)題。根據(jù)NY525-2012《有機(jī)肥國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》［35］，在42個(gè)紫莖澤蘭植株樣品中，除3個(gè)樣品的Cd含量超標(biāo)之外，其余的重金屬含量遠(yuǎn)低于規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)。在腐熟紫莖澤蘭過(guò)程中，有機(jī)質(zhì)分解，重金屬可能濃縮，為此，本研究進(jìn)一步測(cè)定了肥料重金屬含量。結(jié)果表明，其最大值和平均值均顯著低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，推測(cè)其原因可能是紫莖澤蘭整個(gè)植株的重金屬含量較低，莖的重金屬含量遠(yuǎn)低于根系。此外，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中，就地腐熟施用紫莖澤蘭有機(jī)肥無(wú)不同區(qū)域之間的重金屬遷移，出現(xiàn)土壤重金屬污染的風(fēng)險(xiǎn)極小。紫莖澤蘭屬菊科，生長(zhǎng)迅速，富含氮、磷、鉀及微量元素［33-34，36］，所制備的有機(jī)肥優(yōu)于禾本科作物秸稈。因此，在我國(guó)紫莖澤蘭泛濫成災(zāi)的西南地區(qū)，就地腐熟施用紫莖澤蘭生產(chǎn)有機(jī)肥是防除與資源化利用相結(jié)合的重要途徑之一。

4　結(jié) 論

紫莖澤蘭的重金屬含量和富集系數(shù)低于或相似于絕大多數(shù)鄰近植物，體內(nèi)重金屬含量與土壤全As、DTPA/HCl提取態(tài)Pb和Cd、NaHCO3提取態(tài)As和Hg以及NH4OAc提取態(tài)Cr等均呈顯著正相關(guān)，紫莖澤蘭有機(jī)肥各重金屬含量的最大值和平均值顯著低于國(guó)家有機(jī)肥標(biāo)準(zhǔn)。就地腐熟施用紫莖澤蘭有機(jī)肥無(wú)不同區(qū)域之間的重金屬遷移，產(chǎn)生土壤污染的風(fēng)險(xiǎn)極小，值得推廣應(yīng)用。

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