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随着社会的快速发展和人们健康意识的不断提高，土壤重金属污染问题引起了人们广泛关注[1 − 3]. 土壤重金属具有隐蔽性和不可逆转性，可通过食物链富集在植物、动物和人体内累积[4 − 7]. 耕地土壤受到化肥、农药等化学物质的长期使用，以及生产生活中“三废”污染，从而引起蔬菜中重金属含量超标或者富集，危害人类健康. 有学者对辽宁某冶炼厂周边农田土壤与农产品重金属污染特征进行评价，发现农田土壤中Cd、Hg、Zn、Pb和Cu表现为较显著污染和富集，受Cd和Pb污染较严重的有花生、辣椒等蔬菜[8]. 也有学者对昆明市某火电厂周边土壤及农作物中重金属潜在风险进行评估，发现土壤Hg含量超出背景值4.14倍，Cr超出土壤背景值1.06倍[9]. 前期有研究发现，某大型矿山尾矿附近农田土壤重金属含量超标严重，种植辣椒对Cd、Cu、Ni、Pb和Zn富集程度较高[10]. 黔中喀斯特地区为重金属高背景值区域，加上人为活动的强烈干扰，该区域耕地土壤重金属含量会存在不同程度富集现象[11]. 因此，系统研究耕地土壤重金属含量的差异，确立高背景重金属在土壤-植物系统的富集特征，是确定农业活动对高背景土壤重金属活化过程的前提.
辣椒是贵州喀斯特地区主要经济作物，种植面积大，是当地脱贫致富和乡村振兴的主要支柱产业. 贵州喀斯特地区碳酸盐岩广泛分布，土壤重金属含量显著高于国内其他地区，是重金属暴露的高风险区域. 曾庆庆等对贵州省某县辣椒种植区土壤重金属空间分布及来源解析，发现研究区域土壤大部分重金属含量已超过土壤背景值，并且存在一定程度的富集[12]. 也有学者研究发现，贵州大部分地区土壤中Cd含量超过农用地土壤污染风险限量值，而辣椒又易富集Cd、Hg等元素[13]. 也有研究显示，贵州喀斯特地区辣椒果实中Cd呈现不同程度的超标，遵义市某区域辣椒果实中Cd和Cr的量分别占其健康风险评估的0.055％—17.09％、0.005％—3.41％[14]. 清镇市位于西南黔中喀斯特山地中心区域，该区域喀斯特地貌连片发育、地质复杂多样，该区域原生状态下土壤重金属多处于“高背景，低活性”状态，但在农业活动介入后，高背景地区土壤重金属可能存在不同程度的“活化”现象，尤其是长期连续耕作区域农产品重金属暴露风险尚有诸多不确定性因素.
本研究以黔中喀斯特地区清镇市红枫湖、站街、卫城和麦格的4个乡镇为研究对象，通过采集辣椒耕地土壤及对应的植株样品，测定其中Cd、Hg、As、Pb和Cr这5种重金属含量. 同时采用潜在生态风险指数对土壤重金属的污染程度进行评价，利用食品中污染物限量标准和生物富集系数评估农作物吸收土壤重金属程度，以期为当地农作物安全提供坚实保障和理论依据.
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研究区域位于贵州省清镇市，地处东经106°07′至106°33′，北纬26°21′至26°59′. 市境东西宽约42.6 km，南北长约55.7 km，总面积1386.6 km2. 清镇市地貌类型主要为浅丘洼地、缓丘坡地及丘陵盆地，地势较开阔. 研究区域主要为喀斯特地形地貌地带，主要以碳酸盐类岩石为主. 土壤类型主要为黄壤、黄棕壤和石灰土，地形地貌复杂，研究区域基岩出入，成土母质类型多样，主要有石灰岩、页岩、砂页岩和其他过渡类型的碳酸盐岩，由于自然条件下含矿岩系的风化成土过程以及矿业开发和城镇化等人为活动过程，导致喀斯特耕地土壤重金属存在异常高背景的特点. 研究区域主要种植辣椒、玉米、水稻等经济作物，主要为水旱轮作. 清镇市年平均气温14.1 ℃，年均降水量1024 mm，无霜期年均283 d，属亚热带温暖季风气候.
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于2020年5月，采用GPS定位，利用梅花型采样方法在清镇市红枫湖、站街、卫城和麦格的4个乡镇采集长期种植辣椒的耕地土壤样品（0—20 cm）和辣椒植株样品，辣椒植株样品为除根以外的地上部分，按茎、叶、果实分类采集样品，共采集土壤和植株样品分别为70个，采样点见图1. 对土壤样品进行前处理后，参照国家标准测定土壤和植株样品中重金属Cd、Hg、As、Pb和Cr含量[11].
土壤样品风干前处理后过尼龙网筛备测. 土壤pH值采用电位法测定；土壤重金属Cd、Pb、Cr采用硝酸-氢氟酸-高氯酸三酸消解，使用电感耦合等离子体质谱仪测定；As、Hg采用王水消解，使用原子荧光测定. 植物重金属测定：准确称量0.5 g植物样品加入5 mL体积比为4:1的硝酸-高氯酸混合酸进行消解，然后采用ICP-MS测定Cd、Pb、Cr，原子荧光测定As、Hg[15]. 每批样品测定样品过程中，均加入标准物质进行进行质量控制.
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采用Håkanson[16 − 17]提出的潜在生态风险指数法对研究区土壤重金属进行潜在生态风险评价. 该方法综合考虑了多种重金属元素的环境背景值、毒性响应系数、污染水平以及环境敏感性等因素，是目前最为常用的评价土壤重金属污染程度和生态风险的方法. 单一重金属元素潜在生态风险指数Ei和多项重金属元素综合潜在生态风险指数RI的计算公式如下：
式中，RI为多因子综合潜在生态风险指数，EI为土壤中重金属元素i的单项重金属潜在生态风险指数，Ti为重金属元素i的毒性响应系数（Cd=30，Hg=40，As=10，Pb=5，Cr=2），Ci为重金属元素i的实测值（mg·kg−1），Cr为重金属的参比值，本研究重金属背景值采用《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中规定的土壤重金属元素背景值. EI的生态风险程度分级为：轻微风险、中等风险、较强风险等；RI的生态风险程度分级标准为：轻微风险、中等风险和较强风险等，具体的分级数字和方法，见参考文献[18].
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生物富集系数（Bioconcentration factor，BCF）是表征化学物质被生物浓缩或富集在体内程度的指标，在一定程度上反映了土壤中金属向植物体内迁移的难易程度，体现了金属在植物体内的富集情况[19 − 22]. 计算公式如下：
BCF通常用来衡量植物对重金属积累能力大小. 富集系数越高，则表明植物吸收重金属的能力越大；相反，富集系数越低则表明植物吸收重金属能力低[23 − 27].
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采用Excel 2016和SPSS 24.0软件对数据进行数据处理、统计分析，Canoco 5.0对数据进行冗余分析和相关性分析.
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研究区域土壤pH和5种重金属含量统计学分析见表1，整个研究区耕地土壤pH介于4.61—7.63之间，土壤pH平均值为6.09，整体呈趋势偏酸性性. 耕地土壤 Cd、Hg、As、Pb和Cr的平均值分别为0.75、0.74、111.85、33.50 mg·kg−1和109.62 mg·kg−1，参照《农用地土壤污染风险管控标准GB 15618—2018）》发现重金属Pb和Cr未超过农用地土壤风险筛选值，而重金属Cd、Hg、As有部分超标现象. 黔中喀斯特地区是一种碳酸盐溶蚀形成的典型地貌，该区域为地质高背景区域，该区域成土母质自然分化形成的土壤自身重金属含量偏高[28]. 以此同时研究区土壤相对贫瘠，为了提高农作物的产量，而长期施用农药及化肥，导致研究区域 Cd、Hg、As有部分超标现象，这与陈雅丽等人的研究结果一致[20]. 变异系数可以反映研究区域土壤重金属含量分布差异特征，研究区土壤各项重金属元素的变异系数介于0.11—0.38之间，属于中等程度变异[29]，其中Pb和Cr的变异系数超过0.30，表明其两个元素受到外源干扰较大，含量分布不均，在土壤样品取样时需重点关注其污染来源.
清镇市4个乡镇土壤样品中重金属含量如表2，土壤重金属Cd、Hg和As含量最高的乡镇均为麦格，分别为（1.1±0.86）mg·kg−1、（1.82±0.43）mg·kg−1和（299.15±26.41） mg·kg−1，Pb和Cr的含量最高的分别是卫城（39.35±5.25）mg·kg−1和红枫湖（209.18±99.9）mg·kg−1. Cd、Hg和Cr含量最低的乡镇均为卫城，其值分别为（0.38±0.07） mg·kg−1、（0.15±0.05） mg·kg−1和（77.2±9.34） mg·kg−1，As和Pb含量最低值分别出现在红枫湖（14.62±2.65） mg·kg−1和麦格（28.42±5.76） mg·kg−1. 整体看，清镇市各乡镇间重金属Cd、Hg、As和Cr含量差异较大.
对比研究发现，4个乡镇土壤重金属含量存在不同程度超标现象. 卫城土壤中Pb和红枫湖土壤中Cr重金属含量在清镇市4个乡镇相对较高，而未超过中国农田土壤重金属背景值. 红枫湖、站街、卫城和麦格4个乡镇Cd含量均超过GB 15618—2018 （0.3 mg·kg−1），分别为标准值的1.47、2.97、1.27、3.67倍. 对Hg和As来说，4个乡镇中仅有麦格超过标准（Hg：1.3 mg·kg−1、As：40 mg·kg−1），分别为标准值1.4倍和7.48倍. Cr含量在4个乡镇中仅有红枫湖一个乡镇超过标准（150 mg·kg−1），为标准的1.39倍. 4个乡镇土壤中重金属Pb均远低于中国农田土壤背景值（70 mg·kg−1），Pb未出现超标现象. 土壤重金属Cd含量在4乡镇分布都呈现为超标值，与喀斯特地区土壤形成过程中元素的地球化学性质发生淋溶和富集现象有关[30]. 一方面是由于典型的喀斯特地貌成土母质的影响，另一方面是人为耕作施肥人为活动，致使生态环境受到破坏[31].
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各乡镇土壤重金属的单项潜在生态风险指数（EI）（表3），重金属Cd的EI最高. 其中，麦格和站街的EI处于较强风险（80＜EI≤160）水平，红枫湖的EI处于中等风险（40＜EI≤80）水平，而卫城的EI处于轻微风险（EI＜40）水平；除麦格的重金属Hg和As的EI处于中等风险水平，其余各镇的土壤重金属Hg、As、Pb和Cr的EI均处轻微风险. 总体上来看，4个乡镇Cd重金属污染生态风险最大，Hg潜在风险仅次于Cd，Pb、Cr重金属污染生态风险最小. 麦格的重金属污染生态风险最大，RI为228.59，卫城的重金属污染生态风险最小，RI为51.13. 清镇市麦格乡土壤重金属As严重超标，野外调查时发现麦格乡耕地周边设有工业区，因工业区生产过程中“废气、废渣、废水”三废排放，部分污染物排入耕地土壤，导致耕地土壤重金属As含量超标[32]. 4个研究区域中Cd严重超标，Cr、Pb污染程度低，且5种重金属分布差异大，与前人研究结果一致[33].
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研究区域4个乡镇辣椒植株各部位的重金属含量如表4所示，4个乡镇红枫湖、站街、卫城、麦格辣椒茎部分重金Cd含量分别为0.0005、0.0022、0.0120、0.0122 mg·kg−1，对应果实Cd含量为0.0002、0.0001、0.0034、0.0037 mg·kg−1，4个乡镇红枫湖、站街、卫城、麦格辣椒茎部分重金Hg含量分别为0.0021、0.0012、0.0007、0.0017 mg·kg−1，对应果实Hg含量为0.0011、0.0003、0.0005、0.0007 mg·kg−1，而叶片Hg含量达0.0043、0.0015、0.0012、0.0028 mg·kg−1. 辣椒植株中Cd、As分布呈现基本相同的规律，为茎部含量>叶部含量>果实含量；而重金属Hg、Pb分布呈现基本相同的规律，均为叶部含量>茎部含量>果实含量. Cr在辣椒植株中的分布无明显特征，于各部位累积量呈现随机性. 国家《食品中污染物限量》（GB 2762—2017）给出辣椒中重金属Cd、Hg、As、Pb、Cr限量标准，分别为0.05、0.01、0.5、1.0、0.5 mg·kg−1（鲜样）. 据此此标准对研究区辣椒果实重金属含量超标情况判定，发现4个乡镇辣椒重金属果实均未超标.
生物富集系数可表征重金属在植物体内转移和富集程度，4个乡镇种植的辣椒生物富集系数值如表5所示，研究结果表明土壤中5重金属在辣椒产地土壤-植株中的转运能力不同，4乡镇种植的辣椒对重金属的富集存在不同程度差异. 其中红枫湖和站街种植的辣椒对Hg富集能力最强，分别为0.03046和0.00844，而卫城和麦格种植的辣椒对Cd的富集能力最强，分别为0.06771和0.02485. 红枫湖、站街、卫城和麦格4个乡镇种植的辣椒在Cd、Hg、As、Pb和Cr这5种重金属中对As的富集能力均最弱. 4个研究区的辣椒对5种重金属的富集系数均小于1，表明4个乡镇种植的辣椒对这5种重金属的富集能力较低. 整体而言4个乡镇5种重金属在辣椒植株内部均呈现出BCFHg和BCFCd富集系数较大，BCFAs富集系数最小的规律. 黔中喀斯特地区成为重金属暴露的高风险地区，但活性较低.
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清镇市辣椒种植土壤与植物间重金属相关性分析如图2所示，土壤与植物之间的重金属存在不同程度的相关性. 其中土壤中Cd与植物中Cd在0.01水平上呈显著相关性，土壤中As与植物中Cd在0.001水平上呈显著相关性，土壤pH与植物Cd在0.05水平上呈显著相关性. 由此可知，植物中的Cd与As、Cd以及pH呈显著相关性，而与土壤中的Pb、As、Hg相关性较弱. 土壤Cd与土壤Hg在0.05水平上呈显著相关性，与植物As在0.001水平上呈显著相关，植物中Hg与植物中Pb在0.001水平上显著相关，植物中Hg与植物中Cr在0.05水平上显著相关，土壤中As与Cd、Hg分别在0.001、0.05水平上呈显著相关性.
总体而言，土壤中的重金属不仅与植物存在一定的密切联系，土壤中各类重金属元素也存在一定关系. 结合土壤-植物重金属的相关性分析可知，植物重金属Cd与土壤As、Cd呈极显著正相关，与土壤pH值呈显著负相关. 土壤pH值的升高可以提高黏土和有机质的螯合能力，促进土壤的吸附能力，减少重金属的解吸，从而降低重金属在土壤中的生物有效性[34]. 辣椒是一种极易富集重金属Cd的经济作物[35]，本研究区域土壤重金属Cd具有潜在的高生态风险性. 因此，在高背景区域中需要极其关注土壤重金属Cd，由于辣椒中Cd与pH在0.05水平上呈现显著负相关关系，建议当地农户耕作过程中注意土壤酸碱度，控制土壤重金属污染的累积风险.
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冗余分析是用于判断各个物质之间的一个相关性，是在已知的环境因子中寻找最能影响物种变化的解释变量. 由图3可得出物种的分布、物种与环境因子之间关系及不同环境因子之间关系. 其中，蓝色箭头表示环境因子，即5种土壤重金属元素的含量及土壤pH值. 红色箭头表示物种，即5种植物重金属. 各个环境因子与物种箭头之间的夹角用来体现环境因子与物种的相关性，通过研究发现，该区域辣椒重金属Cr、Pb、Hg与环境因子间主要表现为正相关. 辣椒重金属Cr主要受土壤pH值、Cr的影响呈正相关，Cd、Pb、As对其影响不大，与土壤Hg呈负相关；辣椒重金属Pb主要受土壤重金属Cr、Cd、As、Hg的影响；对辣椒重金属Hg影响较大的环境因子是土壤pH值和Cr、Pb. 辣椒重金属As主要受土壤重金属Cr、As、Hg、Cd和土壤pH的影响，与土壤重金属Pb影响较弱呈正相关；辣椒重金属Cd主要受土壤重金属Cd、Pb、pH和As的影响. 土壤重金属与辣椒所富集的重金属存在一定的密切关系.
土壤是一个复杂的环境系统，通过分析辣椒吸收重金属含量可知，吸收量与土壤重金属固有的含量不完全呈比例关系. 冗余分析结果可知，影响辣椒Hg、Cd较大的环境因子有土壤pH值、Cr、Pb等. 辣椒对某一重金属元素的吸收不仅与土壤pH值含量有关，还与土壤中其他重金属元素有着密切联系，即存在着复杂的交互作用[36]. 人为长期施肥等干扰，导致辣椒耕地土壤环境因子也成为一个重要因素，辣椒的种植过程以及辣椒的生长发育或多或少地引入农药与化肥，剂量的不可控、常年的日积月累，导致Cd成为高生态风险的重要诱因[37]. Hg在研究区域没有超标现象，但具有潜在风险. 随着种植年限的延长以及农药、化肥、污水灌溉的施入，需要重点关注土壤重金属活性变化的主要影响因素.
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（1）清镇市辣椒产地土壤重金属Cd、Hg、As、Pb和Cr的平均值分别为0.75、0.74、111.85、33.50、109.62 mg·kg−1，4个乡镇重金属Cd污染生态风险最大，重金属Pb、Cr污染生态风险最小.
（2）清镇市辣椒产地土壤各重金属单项潜在生态风险指数的平均值大小顺序依次为：Cd>Hg>As>Pb>Cr. 综合潜在生态风险指数呈现轻微风险水平，各重金属在辣椒植株内的转运累积呈现出不一样的规律，但辣椒对5种重金属的富集系数均小于1. 研究区耕地土壤重金属呈现出高背景值、低活性和低生态风险的特点，4个乡镇辣椒产地土壤重金属存在部分超标现象，但辣椒果实中重金属未超出食用限量.
（3）辣椒的重金属Cr与Hg、Pb间显著正相关，辣椒的重金属Cd与土壤pH显著负相关. 黔中喀斯特地区椒种植土壤中Cr与Hg、Pb的污染来源可能相同，辣椒种植过程中应特别关注Cr与Hg、Pb的交叉污染，同时也要注意土壤酸碱度对重金属Cd的影响.
黔中喀斯特高背景土壤-辣椒系统重金属含量特征及生态风险评价
Characteristics of heavy metals and assessments of ecological risks in cultivated soil-pepper system of Karst Areas
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摘要: 贵州喀斯特地区碳酸盐岩广泛分布，土壤重金属含量显著高于其他地区. 人为干扰前，土壤重金属处于高背景低活性的状态. 为了解贵州喀斯特地区耕地土壤和种植辣椒的重金属含量及其生态风险. 本研究以清镇市辣椒产地土壤为研究对象，采用潜在生态风险指数法和生物富集法对土壤和辣椒重金属含量及其生态风险进行评价. 结果表明，清镇市耕地土壤重金属Cd、Hg、As、Pb和Cr含量平均值分别为0.75、0.74、111.85、33.50、109.62 mg·kg−1，Cd和As含量平均值分别是国家标准GB5618—2018的2.25倍和2.79倍，土壤重金属Cd、As和Hg存在显著正相关. 清镇市辣椒产地土壤重金属综合潜在生态风险指数RI呈轻微风险水平，各乡镇差异较大（51.13—228.59）. 辣椒对5种重金属的富集系数均小于1，对5种重金属吸收能力较弱. 辣椒重金属Cd与土壤pH呈显著负相关. 建议当地农户耕作过程中注意土壤重金属的污染来源，重点关注土壤重金属污染的累积风险.Abstract: Carbonate rocks are distributed widely in karst areas in Guizhou Province, and the contents of soil heavy metals are significantly greater than those in other areas. Without human disturbance, soil heavy metals are of high background and low activity in karst areas. In this study, samples of soil and pepper were collected from pepper planting garden in Qingzhen City in Guizhou Province to understand the contents of soil heavy metals and their ecological risk, and to analyze contents of heavy metals in pepper from karst areas in Guizhou Province. The results showed that the average contents of Cd, Hg, As, Pb and Cr in the collected soil samples were 0.75 mg·kg−1, 0.74 mg·kg−1, 111.85 mg·kg−1, 33.50 mg·kg−1 and 109.62 mg·kg−1, respectively. The average contents of Cd and As were 2.25 times and 2.03 times of the value limited by the national standard (GB5618-2018), respectively. There were some significant positive correlations among Cd, As and Hg in soils. The comprehensive potential ecological risk index (RI) of soil heavy metals in pepper planting gardens in Qingzhen City was at a slight risk level, and considerable differences of RI were observed among different villages and towns (51.13—228.59). All of the enrichment coefficients of pepper to the studied heavy metals were less than 1, and this, probably, suggested that pepper is of weak absorption capacity to these heavy metals. It is also found that Cd in pepper was negatively correlated with soil pH. It is suggested that local farmers care the sources of heavy metal pollution during farming activities, and special attention should be paid on the accumulation risk of heavy metal pollution in soils.
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Key words:
- karst /
- pepper /
- soil of origin /
- heavy metals /
- potential ecological analysis.
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稀土元素 （REEs） 由于其特殊的物理和化学性质，过去的几十年中在地球化学、农业、冶金、电子、激光、核工业和超导体领域中的广泛使用[1-4]. 近年来REEs在越来越多的环境基质中被检测到[5-6]. 据报道，土壤中的REEs含量为 30.8—327.5 ng·kg−1，地表水中的REEs含量为0.17—160.06 μg·L−1 [7-12]. 沉积物和生物体中的REEs分别为 0.0002—9850 mg·kg−1 和 1.95—7.05 mg·kg−1 dw（干重）[13]. 有研究表明，环境基质中的REEs可以通过食物链进入人体[14-15]，产生潜在的健康风险. 中国拥有全球最丰富的 REEs 资源，占全球97%的 REEs 供应量[16-17]，这可能会导致中国与其他国家相比具有更高的 REEs 污染水平和潜在风险. 因此，研究中国稀土元素膳食暴露特征具有重要意义和代表性.
REEs的广泛使用不仅会污染环境，而且会在生物体积累. 已有毒理学研究表明REEs主要的靶器官包括脑、肝、肾、甲状腺和甲状旁腺[8]. 据报道，脑中高浓度的 Gd会引起神经毒性[18]，其他REEs还会降低大脑的智力水平，最终导致记忆力减退[19]. 此外，REEs 还可以在人体骨骼中积累并最终导致基因毒性[20]. REEs还可以穿过胎盘和血脑屏障，进而在胎儿体内蓄积，从而导致出生缺陷[21]. 已有研究表明在有神经管缺陷的新生儿中发现的 Ce 和 La 的累积水平更高[22]. 在中国矿区，居民血液中REEs含量和当地土壤中 REEs浓度显著相关[23]，表明在受污染的土壤中生长的植物能够积累REEs，REEs进一步通过食物网进入人体.
目前，国内对稀土元素的研究大多集中在矿区土壤、饮用水和农作物中[24-26]. 据报道，中国最大的重稀土生产区江西赣州，其尾矿土壤的稀土元素水平高达 3179 mg·kg−1 [27]，溪水高达 4.46 mg·L−1，农田土壤高达 928 mg·kg−1 [28]. 在中国最大的轻稀土产区包头市，其水体和底泥中的稀土总浓度分别为3.8 mg·L−1和30461 mg·kg−1，远高于华北地区河流的平均值[21]. 此外，矿区蔬菜中的REEs含量为 1.24–2.03 mg·kg−1 [29-31]. 但是与居民健康直接相关的市售食品中稀土元素含量的研究较少. 对中国个别城市食品中稀土元素的调查表明，非矿区蔬菜中的REEs含量为 0.37—1162 μg·kg−1 [32-33].
本研究采集大型农贸市场、超市中具有代表性和适时性的常见蔬菜食品，调查了中国沿海地区日常食用蔬菜中REEs的残留水平和分布特征. 研究成果将有助于了解中国沿海地区居民通过蔬菜摄入REEs的含量，评估人类和生态系统面临的健康风险. 将获得的数据与全国各地其他研究的结果进行比较，也将有助于研究所调查环境中REEs随时间和地点的变化趋势.
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 仪器与试剂
本实验所用到的高通量微波消解仪（MASTER40）及配套的微机控温加热板（ECH-20）购自上海新仪微波化学科技有限公司，电感耦合等离子体质谱仪（8900 Triple Quadrupole ICP-MS）购自安捷伦科技公司. 本实验用水为Millipore 净水系统 （Millipore D 24 UV）制备的超纯水. 优级纯硝酸（≥65%）和过氧化氢（30%）分别购自CNW（德国）和国药集团化学试剂有限公司. 三文鱼认证标准物质（GBW10210）购自坛墨质检. 此外，含有16种稀土元素的混合标准溶液购自安捷伦科技有限公司（Agilent ICP-MS-CAL-1-1）.
1.2 样品采集
采样点位置如图1所示. 采样点的详细信息参考先前的研究[34]. 2018年4—9月，在我国沿海地区主要城市（大连、营口、秦皇岛、天津、青岛、苏州、舟山、上海、福州、泉州和广州）的超市和零售店，根据随机抽样原则采集本地出产且居民当季常食用的蔬菜类共105份，其中北方沿海地区47份，南方沿海地区58份，不同类别的蔬菜样本量如表1 所示. 采集的蔬菜覆盖居民经常食用的叶类蔬菜、根茎类蔬菜、瓜果类蔬菜、豆类蔬菜以及食用菌5大类. 采集的样品用聚乙烯真空袋包装，并立即用低温冰盒运输至实验室，并保存在–20 ℃冰箱直至进一步分析.
图 1 中国沿海主要城市的采样地点及区域分布示意图Figure 1. Sampling locations and regional distribution of major cities in coastal areas of China表 1 不同类别蔬菜品种及样本量Table 1. Sample species and sizes of different types of vegetables样品类别Sample 蔬菜品种及采样量Vegetables categories and sample volume 采集地点Sampling location 叶类蔬菜Leafy vegetables 菠菜Spinacia oleracea L.（3）、上海青Brassica chinensis L.（8）、卷心菜Brassica oleracea L.（4）、生菜Lactuca sativa var. ramosa Hort.（3）、娃娃菜Brassica campestris L.（3）、白菜Brassica pekinensis （Lour. ） Rupr.（1）、红苋菜Amaranthus mangostanus L.（2）、油麦菜Lactuca sativa var. longifoliaf. Lam（2）、芥菜Brassica juncea（1）和菜心Brassica campestris L. ssp. chinensis var.utilis Tsen et Lee（1） 大连、营口、青岛、苏州、上海、舟山、福州、广州 根茎类蔬菜Root stem vegetables 胡萝卜Daucus carota var. sativa Hoffm.（3）、洋葱Allium cepa L.（5）、白萝卜Raphanus sativus（4）、蒜薹Allium sativum L.（2）、山药Dioscoreae Rhizoma（1）、大蒜Allium sativum L.（1）、大葱Allium. fistulosum L.var.gigantum Makino（1）、藕Nelumbo nucifera Gaertn（1）、芹菜Apium graveolens L.（1）和毛茭白Zizania latifolia （Griseb. ） Stapf（1） 大连、营口、天津、青岛、苏州、上海、舟山 瓜果类蔬菜Melon vegetables 西红柿Lycopersicon esculentum（6）、茄子Solanum melongena L.（7）、黄瓜Cucumis sativus L.（6）、丝瓜Luffa aegyptiaca Miller（2）、甜椒Capsicum frutescens L. （syn. C. annuum L. ）var. grossum Bailey.（4）、冬瓜Benincasa hispida （Thunb. ） Cogn.（1）、尖椒Capsicum frutescens L.（1）、西葫芦Cucurbita pepo L.（2）、苦瓜Momordica charantia L.（1）、秋葵Abelmoschus esculentus （L. ） Moench（1）和西蓝花Brassica oleracea var. italica Plenck（1） 大连、天津、青岛、苏州、上海、舟山、福州、广州 豆类蔬菜Legume vegetables 芸豆Phaseolus vulgaris（5）、扁豆Lablab purpureus （Linn. ） Sweet（1）、荷兰豆Pisum sativum L.（2）、豇豆Vigna unguiculata （Linn.） Walp.（2）、甜豌豆Lathyrus odoratus（1）、油豆角Phaseolus vulgaris Linn.（1） 营口、秦皇岛、天津、青岛、上海、舟山、泉州 食用菌Fungi vegetables 香菇Lentinula edodes（5）、花菇Lentinus edodes （Berk.）Sing（1）、杏鲍菇Pleurotus eryngii Quel.（3）、鸡腿菇Copyinds comatus （MUII. Fr）Gray（1）、口蘑Tricholoma gambosum（1）、金针菇F. velutipes（1）和白玉菇Hypsizygus marmoreus （Peck） H.E.Bigelow（1） 营口、秦皇岛、青岛、苏州、上海、舟山、泉州 | Show Table
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1.3 样品处理与仪器分析
采集的蔬菜样品丢弃不可食用部分后，先用自来水冲洗以去除表面黏附的泥土，再用超纯水冲洗. 然后按食品类别将同一采样区域的每个样品中可食用部分混合制备同类蔬菜的混合样品，所有混合样品匀浆后冷冻干燥，共获得10个混合蔬菜样品.
蔬菜样品采用微波消解法进行前处理，步骤如下：取冻干后的蔬菜样品约 0.3 g（精度为 0.001 g）于聚四氟乙烯消解罐中. 先加入 8 mL HNO3进行预消解，预消解完成后在缓慢加入 2 mL H2O2，加盖密封后置于微波消解仪中进行消解. 微波消解程序如下：先在 10 min内将温度加热到 150 ℃，然后升至 180 ℃并保持 20 min. 消解完成后，将消解罐直接移到加热板上，在100 ℃下赶酸. 赶酸结束后，将消解液转移到容量瓶中，用超纯水洗涤消解罐3—4次，洗涤液一并移入容量瓶中，用超纯水稀释至 25 mL. 最后，用 0.45 µm 尼龙膜过滤，4 ℃保存用于仪器分析. 在每批消解样品的同时跟平行对照和空白对照. 稀土元素采用电感耦合等离子体质谱仪测定，测定结果以干重为单位，数据处理时除以相应的干重占比以转化为鲜重时的浓度.
1.4 质量保证与质量控制
消解罐在实验前一天于浓度为22%的硝酸中浸泡一夜，再用超纯水冲洗晾干后用于样品消解，实验所用到的玻璃和聚四氟器皿均采用该方法清洗. 此外，通过测定平行样品、空白样品以及菠菜标准物质（GBW10015a）进行实验内部质量控制. 待测元素的标准曲线范围为0.01—10 μg·L−1，标准曲线中各元素的相关系数均大于0.9998. 本次实验菠菜标准物质中稀土元素的回收率为85.4% —108.2%. 样品空白连续测定6次，计算其3倍标准偏差得到方法检出限（LOD）. Y、La、Ce、Pr、Nd、Sm、Eu、Gd、Tb、Dy、Ho、Er和Yb的LOD分别为0.0019、0.0007、0.0016、0.0020、0.0017、0.0010、0.0015、0.0015、0.0010、0.0015、0.0009、0.0012、0.0019 μg·kg−1. 当检测元素的浓度低于 LOD（精确到±0.001 μg·kg−1）时，使用 LOD 的一半进行计算. 当某元素在所有样品中的检出率小于50%时，该元素视为未检出，不参与计算.
1.5 健康风险评价
蔬菜中的REEs主要经饮食摄入，本研究采用美国环保局推荐的健康风险评估方法US EPA（1989） [35]对蔬菜中REEs经饮食摄入对人体可能造成的健康风险进行评价. 并根据公式（1）计算其每日允许摄入量（EDI）.
EDI=Cn×CRBW (1) 式中，EDI为稀土元素日摄入量，单位为μg·（kg·d）−1；Cn蔬菜样品中可食部分中稀土元素的含量，单位为μg·kg−1 fw；CR为蔬菜日消耗量，单位kg·d−1，根据国家统计局2021年公布的数据，对于北方沿海地区居民，CR取304 g·d−1，对于南方沿海地区居民，CR取279 g·d−1；BW为成年人平均体重，本研究中BW取标准体重60 kg.
2. 结果与讨论（Results and discussion）
2.1 蔬菜样品中稀土元素的分馏模式
采用球粒陨石模型对不同种类蔬菜样品中REEs的浓度进行标准化，以获得我国东部沿海地区蔬菜样品中稀土元素的分馏模式，如图2所示. 从总体上看，5种蔬菜样品中REEs的分馏模式一致（均向右倾斜），表明不同蔬菜样品中REEs具有相似的分馏特征. 其中，LREEs（La to Eu）所在的曲线部分较陡，HREEs（Gd to Yb）所在的曲线部分较为平缓，表明LREEs和HREEs之间存在明显的分异. 我国沿海地区蔬菜样品中LREEs和HREEs的分布特征见表2. 具体来看，5种蔬菜样品中LREEs和HREEs含量的平均值分别为14.4 μg·kg−1 fw和2.2 μg·kg−1 fw，表明蔬菜样品中LREEs占比极大. 此外，沿海地区的LREE/HREE值在根茎类蔬菜和瓜果类蔬菜中具有显著不同，南方沿海地区的LREE/HREE值约为北方沿海地区的2倍.
图 2 蔬菜样品中稀土元素的球粒陨石标准化分配模式Figure 2. Distribution model of rare earth elements in vegetables after standardized with chondrite表 2 我国沿海地区蔬菜样品中轻稀土元素和重稀土元素含量Table 2. Contents of LREEs and HREEs in vegetable samples from coastal areas of China样品名称Samples ΣREE/（μg·kg−1 fw） LREEs HREEs LREE/HREE 北方沿海 叶类蔬菜 55.16 45.84 9.32 4.92 根茎类蔬菜 6.50 5.87 0.63 9.35 瓜果类蔬菜 2.72 2.36 0.36 6.53 豆类蔬菜 4.41 3.79 0.63 6.03 食用菌 13.84 12.10 1.74 6.97 南方沿海 叶类蔬菜 21.69 18.15 3.54 5.12 根茎类蔬菜 11.14 10.60 0.54 19.71 瓜果类蔬菜 28.28 26.28 2.00 13.13 豆类蔬菜 16.67 14.25 2.42 5.89 食用菌 5.88 5.11 0.76 6.69 | Show TableDownLoad:
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据王祖伟等[36]的研究报道，我国土壤中LREE/HREE值大于6，表明土壤对LREEs的富集能力更强. 蔬菜样品中LREE/HREE的平均值为8.43，并且具有与土壤中REEs一致的分馏规律，表明蔬菜样品中REEs累积水平很可能受生长地土壤环境的影响. 我国沿海地区的LREE/HREE值在根茎类蔬菜和瓜果类蔬菜中具有显著不同，可能是由于我国南方和北方耕作制度与土壤性质有明显差异所导致的，南北方气候的差异导致北方沿海地区种植的作物大多为一年一熟，而南方沿海地区种植的作物大多为一年二至三熟. 长期耕种，导致土壤酸化，使得土壤中大量REEs由不可利用态转化为可利用态，进而被农作物吸收，可能是造成该现象的主要原因.
2.2 不同种类蔬菜中稀土元素含量
本研究对蔬菜样品中15种稀土元素进行了检测，其中Tm和Lu在所测蔬菜水果中未检出，因此在实验数据中未列出. 不同种类蔬菜中稀土元素的含量如图3所示，北方沿海地区（ΣREE 为16.53 μg·kg−1 fw）与南方沿海地区（ΣREE 为16.73 μg·kg−1 fw）5种蔬菜样品中稀土元素残留水平相当. 其中，北方沿海地区叶类蔬菜REEs水平最高（ΣREE为55.16 μg·kg−1 fw），南方沿海瓜类蔬菜REEs最高（ΣREE为28.28 μg·kg−1 fw）. 北方沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量由高至低依次为叶类蔬菜>食用菌>根茎类蔬菜>豆类蔬菜>瓜果类蔬菜，南方沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量由高至低依次为瓜果类蔬菜>叶类蔬菜>豆类蔬菜>根茎类蔬菜>食用菌. 此外，从表2所列的数据可以计算出2018年我国沿海地区出产蔬菜中稀土元素含量范围为2.72—55.16 μg·kg−1 fw，平均含量为 16.63 μg·kg−1 fw，整体处于较低水平. 其中叶菜类的稀土元素平均含量最高，为38.43 μg·kg−1 fw，其次是瓜果类蔬菜（15.50 μg·kg−1 fw）、豆类蔬菜（10.54 μg·kg−1 fw）和食用菌（9.86 μg·kg−1 fw），含量最低的是根茎类蔬菜（8.82 μg·kg−1 fw）.
图 3 不同蔬菜样品中稀土元素的含量Figure 3. Concentrations of rare earth elements from north and south coastal regions与2014第四次中国总膳食研究[37]的结果相比（蔬菜中稀土元素平均值为45.8 μg·kg−1 fw），表明REEs在蔬菜样品中的残留水平呈减少趋势. 与近年来已有研究报道的蔬菜中稀土元素水平相比，本研究所测的稀土元素水平低于福州市[32]（141 μg·kg−1 fw）、包头市[29]（390 μg·kg−1 fw）和自贡市（37 μg·kg−1 fw）[33]当地出产蔬菜中稀土元素的水平，也低于我国在2009－2010年开展的四省两市蔬菜样品中稀土含量水平（稀土元素均值为280 μg·kg−1 fw）[38]，表明我国沿海地区食品中稀土含量水平相对比较低. 此外，将本次测得稀土元素水平与稀土矿区附近相比较，发现本研究所测的稀土元素水平也明显低于鄂西北地区[30]（100 μg·kg−1 fw、赣南地区[31]（843 μg·kg−1 fw）、山东地区[39]（1555 μg·kg−1 fw）和江西[40]等地（3007 μg·kg−1 fw）. 矿区土壤中稀土元素含量较高可能是导致该区蔬菜中稀土元素含量高的原因之一.
5种蔬菜对稀土元素的富集程度差异较大，这与蔬菜的生长环境以及自身对环境中稀土元素的吸收转运能力有关. 叶类蔬菜中稀土元素含量最高可能是由于其对稀土元素有与重金属相似的富集作用[39]，即通过地下部分从土壤中吸收稀土元素以及地上部分从空气颗粒物中吸附稀土元素. 另外，叶类蔬菜同其他种类蔬菜相比具有更大的比表面积，稀土微肥的大量喷洒使用，使其更容易吸收更多的微肥而使得REEs含量增高. 根茎类蔬菜同其他种类蔬菜相比具有更大的地下面积有利于其从土壤中吸收稀土元素，但其稀土元素的含量最低，说明从土壤中吸收并转运稀土元素并非蔬菜样品中稀土元素的主要来源.
2.3 蔬菜样品中稀土元素的分布特征
蔬菜样品中稀土元素的分布特征如图4所示，尽管沿海地区蔬菜样品中轻稀土元素均占主要比例（北方：86.68%，南方：88.85%），但是北方沿海地区和南方沿海地区不同蔬菜样品中LREEs与HREEs的分布模式差异较大，其中北方沿海地区叶类蔬菜中轻稀土和重稀土含量均具有较高水平，而南方沿海地区轻稀土含量最高的蔬菜是瓜果类蔬菜，重稀土含量最高的蔬菜是叶类蔬菜. 由图5可知，LREEs中含量最高的元素为Ce，占稀土元素构成的51.09%；其次是La，所占比例为24.24%，2者占稀土元素的比例为75.33%. 总体上看，叶类蔬菜和食用菌的稀土元素分布模式南北方差异较小，瓜果类蔬菜和豆类蔬菜的稀土元素分布模式南北方差异也较小，而根茎类蔬菜南北差异较大.
图 4 沿海地区蔬菜样品中13种稀土元素的含量Figure 4. Concentrations of thirteen rare earth elements from north and south coastal regions
图 5 不同种类蔬菜样品中稀土元素的相对含量Figure 5. Concentrations proportions of rare earth elements from north and south coastal regions根据魏复盛等[41]对中国土壤中15种稀土元素含量的报道，全国土壤中稀土元素的累积水平ΣREE为179.1 mg·kg−1，其中La的含量为37.4 mg·kg−1，Ce的含量为64.7 mg·kg−1，La和Ce累计占ΣREE的57%以上. 蔬菜样品中稀土元素的分布特征与我国土壤的稀土构成基本一致，表明稀土元素特别是轻稀土更容易通过生物作用而富集在蔬菜等农作物体内，从而造成La和Ce在蔬菜样品中含量远高于其他元素. 从蔬菜样品的稀土元素构成中可以明显看出我国沿海地区LREEs水平显著高于HREEs，可能是由于LREEs是稀土农用的常用元素，使得更多的LREEs通过人为的方式进入到环境中，从而参与到蔬菜对稀土元素的吸收转运过程. 此外，相关性分析结果显示食品中轻、重稀土元素之间均具有正相关性（r=0.93），说明轻、重稀土元素之间具有协同促进的作用. 不同类别蔬菜中金属的累积分布特征存在明显差异，这可能与蔬菜本身特点及生长环境相关.
2.4 膳食暴露量评估
基于蔬菜中稀土元素的残留水平计算了我国沿海地区居民膳食暴露量，如表3所示. 东部沿海地区居民每日通过食用蔬菜摄入稀土的平均含量为0.41 μg·（kg·d）−1，其中北方沿海日均摄入稀土元素的总量为0.42 μg·（kg·d）−1，南方沿海每日平均摄入稀土元素的总量为0.39 μg·（kg·d）−1. 叶类蔬菜对稀土膳食贡献率最大，其次是瓜果类蔬菜，这两者膳食贡献率超过了65.08%，根茎类蔬菜的膳食贡献率很小，仅占10.49%. 北方沿海地区15种稀土元素每日摄入量的范围为0.001—0.178 μg·（kg·d）−1；南方沿海地区5种蔬菜样品的稀土元素日摄入稀土元素的范围为0.001—0.167 μg·（kg·d）−1；其中，Ce的摄入量最大，在北方和南方沿海地区，分别为0.178 μg·（kg·d）−1和0.167 μg·（kg·d）−1；其次是La，分别为0.075 μg·（kg·d）−1和0.109 μg·（kg·d）−1. 其他元素的日均摄入量相对较低. 已有研究表明居民稀土元素摄入70 μg·（kg·d）−1为安全剂量，亚临床损害剂量的临界值为100—110 μg·（kg·d）−1[42]. 我国沿海地区居民每日平均摄入稀土元素的总量为0.41 μg·（kg·d）−1，远低于不安全剂量和亚临床损害剂量. 与周新等[30]（7.54 μg·（kg·d）−1）、袁丽娟等[31]（10.36 μg·（kg·d）−1）对矿区的研究结果相比，也显著低于矿区稀土元素的EDI值，矿区因开采矿物带来的稀土元素的摄入风险较高.
表 3 我国东部沿海地区蔬菜中稀土元素水平以及日摄入值估算（EDI）Table 3. EDI contribution in vegetable samples from coastal areas of China元素Elements 浓度范围/（μg·kg−1 fw）Concentration range 平均浓度/（μg·kg−1 fw）Average concentration EDI（以体重计）/（μg·（kg·d）−1） 北方沿海 南方沿海 YLaCePrNdSmEuGdTbDyHoErYb 0.23—5.440.28—10.551.35—21.860.07—2.340.25—8.820.35—1.920.02—0.370.07—1.420.00—0.200.02—1.100.00—0.190.02—0.540.01—0.42 1.30±1.63.83±3.67.10±6.40.60±0.72.14±2.60.67±0.50.09±0.10.35±0.40.05±0.10.24±0.30.04±0.10.12±0.20.09±0.1 0.037 0.075 0.178 0.017 0.062 0.020 0.003 0.010 0.001 0.008 0.001 0.004 0.003 0.027 0.109 0.167 0.012 0.043 0.013 0.002 0.007 0.001 0.004 0.001 0.002 0.002 ∑REE 2.72—55.16 16.63±15.8 0.42 0.39 | Show TableDownLoad:
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我国沿海地区五大类蔬菜食品中稀土元素含量水平低于我国其他地区，居民每日通过蔬菜摄入稀土元素的平均值远低于稀土元素摄入的安全剂量，表明正常饮食情况下居民通过食物摄入的稀土量是安全的，但对于食物高消费人群，低耐受的儿童群体等通过饮食的稀土摄入情况还需要进一步的研究. 稀土的暴露途径除了食品以外还有水、环境等，因而我国沿海地区居民的稀土摄入是否安全还需结合水、环境等的污染情况做出综合评价.
3. 结论（Conclusion）
我国沿海地区5种蔬菜样品中REEs的分馏模式一致，并与土壤中稀土元素的分馏模式相似，表明不同蔬菜样品中REEs具有相似的分馏特征，且很可能受生长地土壤环境的影响. 蔬菜样品中LREEs和HREEs含量的平均值分别为14.44 μg·kg−1 fw和2.19 μg·kg−1 fw，表明LREEs占总稀土元素含量的比重极大. 此外，不同种类的蔬菜对稀土元素的富集程度呈现较大差异，其中叶类蔬菜对稀土元素的富集最为显著，提示人们需加强对叶类蔬菜中稀土元素污染水平进行监测并对稀土微肥的使用进行管控. 基于蔬菜中稀土元素的残留水平计算的我国沿海地区居民膳食暴露量显示，东部沿海地区居民每日通过食用蔬菜摄入稀土的平均含量远低于不安全剂量和亚临床损害剂量，表明中国东部沿海地区日常蔬菜摄入对 REEs 的健康风险是可以接受的.
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图 2 土壤与植物重金属Sperman相关性热图
Figure 2. Heat map of Sperman correlation between soil and plant heavy metals
图 3 土壤重金属与植物重金属间的冗余分析
Figure 3. Redundancy analysis of heavy metals in soil and plants
表 1 研究区域土壤pH和5种重金属含量统计学分析
Table 1. Statistical analysis of soil pH and contents of five heavy metals in the study area
Cd/（mg·kg−1） Hg/（mg·kg−1） As/（mg·kg−1） Pb/（mg·kg−1） Cr/（mg·kg−1） pH 最大值 2.66 2.77 140.12 21.33 36.12 4.61 最小值 0.27 0.10 11.87 46.4 186.87 7.63 平均值 0.75 0.74 111.85 33.50 109.62 6.09 标准差 0.22 0.08 11.56 12.63 32.96 0.83 变异系数 0.29 0.11 0.10 0.38 0.30 0.14 偏度 2.19 4.21 4.31 0.09 2.34 0.20 峰度 3.88 18.05 18.69 0.32 7.18 0.49
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表 2 各样点土壤重金属含量特征（平均值±标准离差）
Table 2. Characteristics of heavy metal contents in soil at various points （Mean±Standard deviation）
区域 Area Cd/（mg·kg−1） Hg/（mg·kg−1） As/（mg·kg−1） Pb/（mg·kg−1） Cr/（mg·kg−1） 红枫湖Hongfeng Lake 0.44±0.04 0.28±0.11 14.62±2.65 34±4.51 209.18±99.9 站街Zhanjie 0.89±0.64 0.36±0.28 32.45±22.34 33.44±6.86 91.95±46.93 卫城Weicheng 0.38±0.07 0.15±0.05 24.82±5.89 39.35±5.25 77.2±9.34 麦格Maige 1.1±0.86 1.82±0.43 299.15±26.41 28.42±5.76 101.58±21.24
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表 3 土壤重金属潜在生态风险评价
Table 3. Potential ecological risk assessment of heavy metals in studied areas
区域Area EI-Cd EI-Hg EI-As EI-Pb EI-Cr RI 红枫湖Hongfeng Lake 43.97 4.65 4.87 1.42 2.09 57.00 站街Zhanjie 89.03 7.93 8.11 1.86 1.23 108.17 卫城Weicheng 38.34 3.37 6.21 2.19 1.03 51.13 麦格Maige 110.33 40.54 74.79 1.58 1.35 228.59
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表 4 研究区辣椒植株各部位重金属含量（鲜样）
Table 4. Heavy metal content in different parts of pepper plants in the study area （fresh samples）
区域Area 部位Parts Cd Hg As Pb Cr 红枫湖Hongfeng Lake 茎 0.0005 0.0021 0.0005 0.0125 0.0322 叶 0.0003 0.0043 0.0003 0.0198 0.0573 果实 0.0002 0.0011 0.0002 0.0190 0.0276 站街Zhanjie 茎 0.0022 0.0012 0.0016 0.0125 0.0722 叶 0.0021 0.0015 0.0028 0.0158 0.1071 果实 0.0001 0.0003 0.0008 0.0108 0.0392 卫城Weicheng 茎 0.0120 0.0007 0.0013 0.0052 0.0522 叶 0.0103 0.0012 0.0012 0.0073 0.1261 果实 0.0034 0.0005 0.0010 0.0052 0.0402 麦格Maige 茎 0.0122 0.0017 0.0011 0.0121 0.0757 叶 0.0098 0.0028 0.0012 0.0157 0.1281 果实 0.0037 0.0007 0.0007 0.0091 0.0766
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表 5 辣椒BCF值（×10−3）
Table 5. BCF value of pepper （×10−3）
区域Area Cd Hg As Pb Cr 红枫湖Hongfeng Lake 2.33 30.46 0.07 1.51 0.56 站街Zhanjie 4.92 8.44 0.16 1.17 2.42 卫城Weicheng 67.71 15.75 0.14 0.45 2.83 麦格Maige 24.85 2.87 0.01 1.30 2.76
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