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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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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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1. 张志强，韦亮，耿丽平，刘峰，赵全利，吴鸿斌，薛培英，刘文菊. 农田土壤和辣椒/甘薯可食部位镉砷铅污染特征及健康风险评价. 环境科学. 2025(01): 470-477 . 
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