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道地药材在中医临床防病治病中具有举足轻重的地位，中药材的质量决定了中医临床疗效的优劣[1]. 而产地土壤环境条件直接影响中草药的质量，正如唐代《新修本草》序曰：“动植形生……离其本土，则质同而效异”. 然而由于大量工业废气沉降、废水排放，生活垃圾污染，以及化肥农药的大量使用，导致土壤重金属污染日益加剧[2 − 3]. 重金属在土壤中经过溶解、沉淀、络合、吸附等一系列过程，展现出多种赋存形态，这些形态的变化对重金属的活动性、生物可利用性以及生态环境影响重大[4 − 5]. 中草药在种植过程中从环境中吸取养分的同时，也会对有效态重金属进行富集，影响药材的安全性[6 − 8]. 已有研究报道在多种药材中超量检出重金属[9 − 10]，重金属污染已经对中药材的安全利用构成严重威胁. 重金属具有高毒性和生物累积的特点，其可通过食物链进入人体并在人体内富集[11 − 12]，摄入过量的重金属会对人体健康产生严重危害[13 − 14].
白芍在我国有着悠久的用药历史，素有“十药九芍”之称，参与920种成方制剂的制备，对中医药产业的发展具有重要的意义[15 − 16]. 其道地产区亳州是世界中医药之都，药材种植历史悠久，其中亳白芍的种植面积最大，产量占全国的70%以上，其品质直接影响我国白芍的药用安全. 亳白芍以根入药，对重金属具有不同程度的累积性，而研究区土壤存在重金属污染现象[17]，严重威胁着亳白芍的药用安全，如钟源等调研了
1982.1.1 —2015.12.31 期间关于中药材重金属的报道，发现白芍总体处于中等污染[18]. 张松等对白芍重金属进行健康风险评价，发现白芍中的As具有一定的致癌风险[19]. 已有针对药材重金属的研究通常是以市售药材为对象，鲜有研究土壤-药材系统中重金属的富集和迁移过程，且研究方法和手段单一. 基于此，本研究选取亳州市谯城区亳白芍道地产区土壤、亳白芍作为研究对象，通过分析土壤重金属赋存形态和亳白芍重金属富集特征，揭示了中药材种植区土壤和亳白芍重金属生态健康风险，在此基础上探讨了亳白芍道地产区重金属迁移转化影响因素，对于从源头上把控中药材的质量，切实提高中药材品质，提供了方法和思路，同时也为药材安全种植和使用提供科学依据. -
研究区位于安徽省西北部的亳州市谯城区，在东经115°53′—116°49′、北纬32°51′—35°05′之间. 研究区属淮北平原，主要由潮土和砂姜黑土组成，地势平坦，处在暖温带南缘，属于暖温带半温润气候区，有明显的过渡性特征，主要表现为季风明显，气候温和，光照充足，雨量适中，无霜期长，四季分明，特别适合白芍等多种中药材的生长. 由于长期受地下水水位上升和下降的影响，土壤中氧化还原明显，具有比较明显的锈纹锈斑，全剖面呈现强石灰反应，CaCO3含量在5%—10%，pH在8.0—8.5之间，结构面上有2%—5%的铁锰斑纹[20].
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本研究于2022年8—10月采集研究区亳白芍和土壤样品. 依据亳白芍田分布情况，进行布点采样，采样的植株为健康、无病虫害样株. 共采集251组亳白芍和对应的土壤（图1）. 土壤样品采取梅花形多点采样法，将采集深度为0—20 cm的土壤样本混合，并采用四分法取约1.0 kg土壤、0.5 kg亳白芍根带回实验室，样品的采集、运输、保存具体参照《土壤环境监测技术规范（HJ/T 166—2004）》[21]. 将采集好的样品装入自封袋并记录相关采样信息，采样点中心坐标用手持GPS记录.
野外带回的土壤样品，经自然条件下室温风干1周后，除去碎石、动植物残体和其他异物，玛瑙研钵碾磨、过100目塑料网筛，装袋备用. 采集的亳白芍首先用自来水彻底冲洗，去除泥土，然后用超纯水冲洗3至5遍，去皮，水煮10 min，再经65 ℃干燥至恒重. 降温后磨成细粉过筛（100目），在干燥环境下用聚乙烯塑封袋保存备用.
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pH值测定参照环境保护标准《土壤pH值的测定电位法》（HJ 962—2018）[22]、有机质含量的测定参照地质矿产行业标准《区域地球化学样品分析方法第27部分:有机碳量测定重铬酸钾容量法》（DZ/T 0279.27—2016）[23].
土壤称取0.1 g，消解方法参照《土壤和沉积物12种金属元素的测定王水提取—电感耦合等离子体质谱法（HJ 803—2016）》[24]，亳白芍称取0.4 g，加入8 mL硝酸冷置1 h，参照土壤进行微波消解. 选取As、Cd、Cu、Pb、Zn、pH和土壤有机质（SOM）等作为土壤和亳白芍样品分析测试指标，分析测试工作在中国科学技术大学完成.
利用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定Cd、Cu、Pb、Zn含量. 采用原子荧光光谱仪测定As含量. 为保证实验分析的准确度和精密度，每组实验均设置重复样和标准样品，使用外购的土壤标准样品（GBW07386（GSS—57），中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所）和人参标准样品（GBW10027（GSB—18），中国地质科学院地球物理地球化学勘查研究所）作为质控样，标准样品及重复样合格率均为100%，标准曲线的相关系数均在0.999以上，分析测试数据质量可靠. 土壤重金属形态测试步骤严格按照国家标准（GB/T
25282 —2010）[25]执行，采用电感耦合等离子体质谱仪测定重金属各形态含量.所使用的实验试剂为优级纯（亳白芍消解、测试使用的试剂为电子纯），实验用水为超纯水.
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采用生物富集系数（BCF）[26]来表征亳白芍对各重金属元素的生物富集能力，公式为：
式中，CMC和Csoil分别是各种重金属元素在亳白芍及对应的土壤中的含量. BCF>1，强烈富集；0.1<BCF<1，中等富集；0.01<BCF<0.1，微弱富集；0.001<BCF<0.01，极微弱富集. 生物富集系数越大，说明该元素在亳白芍中的积累能力越强.
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风险评估代码法（risk assessment code，RAC）是一种依据重金属赋存形态的风险评价方法[27]，利用有效态含量占重金属总量的比值进行评估重金属的生态风险，一般RAC值越高，重金属生态危害风险越大[28 − 29]. 一般将风险水平划分为5个等级，分别为RAC<1%，视为无风险；1%≤RAC<10%，视为低风险；10%≤RAC<30%，视为中等风险；30%≤RAC<50%，视为高风险；RAC≥50%，判定为极高风险.
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（1）重金属的暴露评估
根据中药中外源性有害残留物安全风险评估技术指导原则[30]，结合亳白芍用药情况，对研究区亳白芍中重金属暴露造成的人体非致癌风险和致癌风险分别进行评价.
重金属在人体内积累，其暴露评估一般属于慢性（长期）暴露评估，重金属健康风险暴露评估用重金属暴露量（EXPO）表示（单位μg·（kg·d）−1），
式中，EXPO为人体每日每千克体重暴露剂量，EF是暴露频率，ED为中药在人一生的暴露年限，根据11个省份所收集的
20917 份有效消费调查问卷数据[31]，EF的P95分位值为90 d·a−1，ED为20 a，IR为中成药日摄入量，按照亳白芍每日最大摄入量计（白芍最大量15 g·d−1），C为亳白芍中重金属的浓度（mg·kg−1），AT为平均暴露时间（非致癌效应：365 d×20；致癌效应：365 d×70）；BW代表人体平均体重，一般按60 kg计[32 − 34].（2）非致癌风险评估
本研究采用美国环保署建立的非致癌和致癌风险评估模型[35]，非致癌风险常通过危害商数（HQ）及指数（HI）来评价，若HQ≤1意味着药材里元素导致的非致癌风险较低，不会对人体健康构成威胁，若HQ>1时，表示存在潜在的毒性作用，风险应予以关注，计算公式为：
式中，RfD代表重金属的健康指导值，美国环保署[36]给出的As、Cu、Cd、Pb、Zn的安全剂量依次是0.3、40、1、3.6、300 μg·（kg·d）−1. 10作安全因子，代表每天从中药材中摄入的重金属含量不应超过每天总暴露量的10%[37].
在多种非致癌重金属摄入的情况下，为评估总体危害，忽略元素之间的潜在影响，把多种重金属的危害商数相加，即得总危害指数（HI）[38]，当HI>1，非致癌风险较大；当HI≤1时，非致癌风险较小. 并且随着HI值的增加，非致癌风险增大. 计算公式为：
（3）致癌风险评估
亳白芍中的重金属As、Pb、Cd通过口服进入人体可能产生终身致癌风险，其计算公式如下[39]：
式中，CR用来评估个体终生因暴露于致癌性的重金属导致任何类型癌症的风险，TCR是综合致癌风险指数，SF表示口服致癌斜率因子（mg·（kg·d）−1）−1，USEPA给出了As、Cd、Pb的口服致癌斜率因子分别为1.5、6.1、8.5×10−3(mg·(kg·d）−1）−1. 若CR<1.0 × 10−6，表示致癌风险可以忽略不计，若1×10−6<CR< 1×10−4，视为致癌风险处于人体可接受区间，若CR>1×10−4，代表致癌风险较大，需要引起高度重视[40].
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运用SPSS 26和Microsoft Excel进行描述性统计和相关性分析，运用Origin2022完成分析制图.
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研究区土壤中重金属含量分布见表1，5种重金属含量平均值变化顺序为：Zn>Cu>Pb>As>Cd，平均含量分别为83.27、29.88、28.04、16.83、0.24 mg·kg−1，均超出了研究区土壤环境背景值[41]，Cd超背景值的倍数最大，达到1.47倍，均显示一定程度的富集，这与薛璇[42]报道的亳州芍药科药材根际土壤中矿质元素含量特征相似. 土壤Zn含量相对较高，土壤Zn污染主要来自锌矿的开采、冶炼加工、机器制造以及镀锌、仪器仪表、有机合成和造纸等行业废物的排放，这些行业企业在谯城区均少见或不存在，研究区土壤Zn含量主要考虑受成土矿物的风化作用[43]. Pb的空间变异属轻度变异，其余元素属中度变异，可能受人类活动影响. 有研究表明亳白芍种植过程中肥料和农药用量较大[44]，磷肥含有Cd、As等重金属，农药常含As、Cu、Hg、Pb、Zn等重金属元素. 农药和肥料的长期大量使用会造成土壤重金属的积累，另外，大气沉降、受污染水体灌溉等因素对土壤重金属的累积也产生一定影响[45]. 对照《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB
15618 —2018），土壤样品重金属含量均不高于该标准的管制值，但有12%的土壤样本As含量超该标准的筛选值，指示土壤可能具有As污染风险.研究区土壤pH在8.2—8.7之间，平均值为8.40，表现为碱性；SOM的范围为0.5%—2.57%，平均值1.43%. 参照我国第二次土壤普查给出的养分分级标准，本区域土壤有机质整体上表现为较缺乏.
为了分析土壤氧化物含量以及pH和有机质对土壤重金属累积的影响，做了Pearson相关性分析（表2），结果表明，研究区土壤中的重金属含量与氧化物含量之间存在密切的相关性，土壤中的重金属元素与氧化钠（Na2O）的含量呈现出负相关关系，而与土壤中的氧化钾（K2O）、氧化钙（CaO）、氧化镁（MgO）、氧化铝（Al2O3）、（TFe2O3）及锰（Mn）均显示出极其显著的正相关性（P<0.01）（图2），这种极显著的正相关关系表明它们在成土过程中具有相似的地球化学行为. 此外，土壤中铁和锰含量之间的显著正相关性（图3）可能表明这两种元素在土壤中的分布及其行为模式具有相似性. 铁锰结核是一种在土壤或沉积物中自然形成的矿物质团块，主要由铁和锰的氧化物构成，它们能够吸附并富集其他重金属元素[46 − 47]. 通过野外调查发现，铁锰结核在研究区土壤中广泛分布，据此可以推测，该区域土壤中的铁和锰主要以铁锰结核的形态存在，并伴随着重金属元素在其中的富集现象. 除As元素外，Cu、Cd、Pb、Zn均与土壤pH值呈显极著负相关，与有机质呈极显著正相关，表明研究区土壤pH值越高，重金属含量越低，Cu、Cd、Pb、Zn易与土壤中的有机物结合.
土壤重金属的赋存形态为研究重金属的生物有效性及潜在生态风险提供了重要的信息[48 − 49]. 一般而言，水溶态和可交换态的重金属在土壤中的迁移能力最强，影响区域广泛，最易被植物吸收利用，因此生物毒性和风险较高. 而结合于有机质或矿物质的形态迁移性较差，更容易在土壤中局部积累，相对稳定，生物可利用性较低，风险相对较小[50 − 52]. 这一特性在农业和土壤环境管理中非常重要，因为赋存形态影响作物安全和土壤修复策略. 采用经过优化的BCR逐级提取法（国家标准GB/T
25282 —2010）[25]对土壤中的重金属化学形态进行了分析，提取了5种形态：F1水溶态、F2弱酸提取态（离子交换态和碳酸盐结合态）、F3可还原态（铁锰氧化物结合态）、F4可氧化态（有机物结合态及硫化物结合态）以及F5残渣态. 基于这些形态中重金属的稳定性及其释放的难易度，将其分为3类，其中，水溶态和弱酸提取态构成了有效态（F1+F2），而可还原态和可氧化态（F3+F4）构成了潜在有效态，有效态易于被植物吸收与利用，而潜在有效态则相对不稳定，在特定条件下可以转化为植物可利用的形态[50 − 51]. 残渣态（F5）最为稳定，主要分布于矿物晶格中，植物难以吸收[52]. 研究区20个土壤样本中的重金属化学形态比例分布见图4和图5.土壤中As的有效态（F1+F2）占比2.87%，As主要以残渣态（F5）形式存在，残渣态占比95.18%，As难以被亳白芍吸收利用的组分占比最高. 对于Cu、Pb和Zn，有效态（F1+F2）占比很小分别为0.54%、2.22%和1.91%. Cd的弱酸提取态（F2）占比最大为45.72%，有效态（F1+F2）占比高达46.23%，潜在有效态（F3+F4）占比41.05%，而残渣态（F5）的占比仅为12.72%. 研究区土壤Cd的有效态含量显著高于其他重金属元素，表现出高生物活性特征，与文献[53 − 54]报道的结果相似. 另外除As元素外，土壤中Cu、Cd、Pb、Zn的可还原态F3（铁锰氧化物态）占比均较高，分别为45.11%、34.16%、54.75%和32.91%，进一步说明这些重金属元素在铁锰结核中富集.
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基于重金属赋存形态分析结果，运用RAC对土壤重金属进行风险评价，本研究将重金属水溶态和弱酸提取态之和作为有效态，利用重金属有效态占其总量的比例来评估重金属的生态风险. 根据RAC风险评价结果（图6），研究区土壤重金属RAC风险等级（平均值）由大到小依次为：Cd>As>Pb>Zn>Cu，从RAC平均水平来看，Cu（RAC<1%）可认为其处于无风险状态，As、Pb、Zn（1%≤RAC<10%）处于低风险. 由赋存形态分析可知土壤Cd有效态是最优势形态，研究区土壤Cd元素高风险和极高风险样本分别占比70%和30%，研究区Cd潜在生态风险较大.
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研究区亳白芍重金属元素的含量分布特征显示（图7），亳白芍样本不同重金属含量差异较显著. 重金属平均含量的变化顺序为Zn（26.5 mg·kg−1）>Cu（5.2 mg·kg−1）>Pb（0.1 mg·kg−1）>As（0.08 mg·kg−1）>Cd（0.04 mg·kg−1），与土壤中的变化规律一致，表明亳白芍对重金属的富集主要来自于土壤. 根据《中国药典》（2020版）[16]中的白芍重金属限量标准，亳白芍样本重金属含量均低于国家安全限量值，表明研究区种植的白芍较安全.
亳白芍对重金属的富集能力可以表征亳白芍中重金属累积的风险和危害程度[55]，亳白芍对重金属的生物富集系数见图8，生物富集系数（BCF）平均值大小顺序为：Zn>Cd>Cu>As>Pb. 亳白芍对Zn、Cd和Cu元素显示属于中等富集元素（0.1<BCF<1），表明研究区土壤中Zn、Cd、Cu较易迁移进入亳白芍中，其中Zn的富集系数在所有研究元素中最大，表明亳白芍对Zn的吸收富集能力最强，土壤Zn虽然以残渣态为主，但亳白芍对其的吸收转化能力最强，说明研究区亳白芍重金属Zn除了来源于土壤根系的吸收和传递外，可能还存在其它输入途径. 亳白芍对Cd和Cu元素的富集能力相当，虽然土壤Cd有效态占比大，生物活性较大，但研究区亳白芍药材未见Cd超标，可见，与水稻、蔬菜[56]等作物相比，土壤-亳白芍系统中重金属迁移转化富集规律具有其特殊性.
如图9所示，除了Cu和Zn元素，亳白芍中其他重金属元素的含量均低于其根系土壤中生物有效态的重金属含量. 值得注意的是，亳白芍中Cu和Zn元素的平均含量分别是其根系土壤中Cu和Zn生物有效态含量的40.17倍和17.79倍. 可能是因为Cu、Zn是植物生长的必须元素，亳白芍对土壤中的Cu和Zn元素具有较高的富集能力，这与已知的亳白芍对Cu和Zn的富集系数较大的结果一致.
为了表征亳白芍中重金属暴露对人体的健康风险，计算了亳白芍中5种重金属的HQ、HI、CR和TCR值（表3）.亳白芍中5种重金属HQ平均值的大小为As > Cu > Zn>Cd > Pb，As对HI的贡献最大，5种重金属的HQ和综合HI的最大值均小于1，表明重金属暴露对人体产生的非致癌健康风险较低. 亳白芍中As、Cd、Pb致癌风险CR的大小顺序是Cd>As>Pb，其中Pb的致癌风险最低，CR的范围是8.73×10−10—4.01×10−8，平均值为1.47×10−8，可认为对人体不构成致癌风险. As、Cd致癌风险CR的平均值分别为2.24×10−6和4.7×10−6，处于1×10−6<CR<1×10−4，致癌风险处于人体可接受的范围，3种重金属As、Cd、Pb的叠加的综合致癌风险指数TCR的范围和平均值分别是1.75×10−6—2.75×10−5、6.95×10−6，TCR处于1×10−6—1×10−4之间，且Cd对TCR的贡献最大，3种重金属引起的综合致癌风险也在人体可接受范围之内.
亳白芍中5种重金属HQ平均值的大小为As > Cu > Zn>Cd > Pb，As对HI的贡献最大，5种重金属的HQ和综合HI的最大值均小于1，表明重金属暴露对人体产生的非致癌健康风险较低. 亳白芍中As、Cd、Pb致癌风险CR的大小顺序是Cd>As>Pb，其中Pb的致癌风险最低，CR的范围是8.73×10−10—4.01×10−8，平均值为1.47×10−8，可认为对人体不构成致癌风险. As、Cd致癌风险CR的平均值分别为2.24×10−6和4.7×10−6，处于1×10−6<CR<1×10−4，致癌风险处于人体可接受的范围，3种重金属As、Cd、Pb的叠加的综合致癌风险指数TCR的范围和平均值分别是1.75×10−6—2.75×10−5、6.95×10−6，TCR处于1×10−6—1×10−4之间，且Cd对TCR的贡献最大，3种重金属引起的综合致癌风险也在人体可接受范围之内.
虽然研究区域的土壤显示出一定程度的Cd和As元素污染风险，但在亳白芍中并未观察到重金属超标现象. 此外，亳白芍中重金属引起的非致癌和致癌风险均处于相对较低的水平. 因此，在综合生态风险评估中，应考虑诸如中药材中的重金属含量、药材对重金属的吸收和积累以及相关的人类健康风险等多种因素.
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亳白芍以根入药，由前述分析可知研究区土壤Cd具有较高的生物活性，并且亳白芍对土壤Cd的吸收达到中等富集，且Cd对亳白芍中重金属引起致癌风险的的贡献最大，同时Cd是《中国药典》中对白芍规定限量值的金属元素，因此，本研究重点讨论影响亳白芍Cd富集的因素. 土壤-植物系统中重金属的迁移、转化受重金属总量及其赋存形态、土壤理化性质等多种因素的影响[57]. Perason相关性分析用于衡量两个变量之间的线性相关程度[52,58 − 59]，Shapiro-Wilk（S-W）检验结果表明Cd含量符合正态分布，因此使用Perason相关性分析进行Cd富集的影响因素研究，结果见表4.
研究区土壤有效态Cd与土壤全量Cd呈显著正相关（r=0.458，P<0.05），表明有效态Cd含量随土壤全量Cd的升高而显著增加. 土壤Cd全量与对应的亳白芍中Cd含量之间不具有显著正相关关系，亳白芍Cd富集系数与土壤全量Cd呈极显著负相关（r=-0.526，p<0.01），表明随着土壤Cd含量的上升，亳白芍对Cd的富集能力降低. 在重金属浓度较高时，由于植物可能会启动一系列生理或生化机制来限制对重金属的吸收或转运，从而减少了植物对这些金属的富集能力[60]. 亳白芍Cd与土壤Cd有效态之间存在正相关性，但相关程度较为微弱，说明亳白芍对土壤中有效态重金属的吸收不是简单的一元线性关系. 亳白芍Cd富集系数与Cd有效态含量具有弱的负相关，这可能意味着土壤中有效态Cd浓度的增加并不导致亳白芍中重金属浓度成比例增加. 亳白芍对Cd的吸收可能具有一种保护机制，能够在土壤中Cd有效态浓度较高时限制吸收，例如通过调控根系分泌物或调整根际pH值，来减少对重金属的吸收，这对于食用安全来说是有益的.
土壤pH是影响土壤重金属赋存形态的重要因素之一，研究区土壤有效态Cd与pH呈负相关，随着土壤pH增加，土壤黏土矿物以及有机质表面的电荷增加，土壤对重金属的吸附能力随之增加[61]，降低了有效态Cd含量，Cd生物有效性降低. 防止土壤酸化是控制亳白芍Cd富集的有效途径.
土壤有机质具有较高的比表面积和大量的有机配位体，对重金属地球化学行为有重要影响，有机质和重金属离子之间的相互作用主要有离子交换、络合和吸附[62]. 研究区土壤有机质（SOM）与土壤全量Cd及亳白芍Cd分别呈极显著和显著正相关，与有效态Cd呈正相关，表明土壤有机质增加有利于土壤Cd的积累及向有效态Cd的转化，也有利于亳白芍对Cd的吸收富集. 这可能是由于Cd配位的有机官能团较少，随着有机质的增加，其他重金属离子对有机质的结合能力较强，使得Cd与有机质的吸附较弱[63]，也有研究认为有机质中的低分子量可溶性有机组分和腐殖酸组分，与Cd形成螯合物，可提高Cd的溶解性和活性[64]. 可见亳白芍种植农田要谨慎施加有机肥，对于阻止Cd向亳白芍迁移具有积极作用.
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（1）研究区土壤重金属含量的变化顺序为：Zn>Cu>Pb>As>Cd，均超出了安徽土壤环境背景值，显示一定程度的重金属积累. 土壤重金属与氧化钠（Na2O）的含量呈现出负相关关系，而与氧化钾（K2O）、氧化钙（CaO）、氧化镁（MgO）、氧化铝（Al2O3）、铁氧化物（TFe2O3）及锰（Mn）的含量呈极显著正相关.
（2）土壤中As残渣态占比95.18%，Cu、Cd、Pb、Zn的铁锰氧化物态（F3）占比较高，特别是Cd的有效态（F2）与铁锰氧化物态（F3）为其主要赋存形态，有效态占比为46.23%，显示出较高的生物活性. 通过RAC风险评价发现，Cd在研究区土壤中呈现出较高的潜在生态风险，其他重金属则处于无风险或低风险状态.
（3）亳白芍中重金属含量的大小分布规律与土壤中相一致，对Zn、Cd、Cu具有较强的富集能力. 但所有亳白芍样本的重金属含量均未超过国家安全限量值，人体健康风险评价显示，亳白芍中这5种重金属暴露对人体产生的非致癌和致癌健康风险均较低，在综合生态风险评估中，应考虑诸如中药材中的重金属含量、药材对重金属的吸收和积累以及相关的人类健康风险等多种因素.
（4）亳白芍对Cd的富集能力与土壤中Cd的全量呈极显著负相关，亳白芍Cd含量与土壤Cd有效态之间存在弱的正相关性，而土壤有效态Cd含量与pH值呈负相关、与有机质含量呈正相关，防止土壤酸化和适度施用有机肥料是降低亳白芍Cd富集的有效策略.
道地产区土壤-亳白芍系统重金属迁移富集特征及潜在风险
Heavy metal migration and enrichment characteristics and potential risk of soil-Bozhou peony system in genuine producing areas
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摘要: 亳白芍是我国重要的道地药材，为揭示亳白芍道地产区重金属富集特征及潜在风险，以道地产区土壤、亳白芍为对象，采集亳白芍和对应的耕作层土壤样品251套，对重金属含量、赋存形态、富集特征及潜在风险进行了分析，并用相关性分析方法探讨重金属迁移过程. 结果表明，土壤重金属含量变化顺序为Zn（83.27 mg·kg−1）>Cu（29.88 mg·kg−1）>Pb（28.04 mg·kg−1）>As（16.83 mg·kg−1）>Cd（0.24 mg·kg−1），均超出了土壤环境背景值，且与Na2O呈负相关，与K2O、CaO、MgO、Al2O3、TFe2O3及Mn呈极显著正相关. As、Cu和Zn主要以残渣态存在，Pb的可还原态占比最高，Cd有效态占比最高达46.23%，存在较高的潜在生态风险. 亳白芍中重金属含量的分布规律与土壤中一致，平均含量分别为Zn（26.5 mg·kg−1）、Cu（5.2 mg·kg−1）、Pb（0.1 mg·kg−1）、As（0.08 mg·kg−1）、Cd（0.04 mg·kg−1），亳白芍对Zn、Cd、Cu的富集能力较强，但在亳白芍中并未观察到重金属超标现象. 此外，亳白芍中重金属引起的非致癌和致癌风险均处于相对较低的水平. 亳白芍Cd含量与土壤Cd有效态之间存在弱正相关性，土壤有效态Cd含量与pH值呈负相关、与有机质含量呈正相关，防止土壤酸化和适度施用有机肥是控制亳白芍Cd富集的有效途径. 研究结果对于从源头上把控中药材的质量和保障亳白芍的药用安全具有重要意义.Abstract: Bozhou peony is an important geo-authentic medicinal material in China. To reveal the characteristics of heavy metal accumulation and potential risks in the geo-authentic production areas of Bozhou peony, this study focused on the soil of these areas and the Bozhou peony itself. A total of 251 sets of samples, including Bozhou peony root and corresponding arable soil, were collected. The study analyzed the content and speciation of heavy metals, their accumulation characteristics, and potential risks. Correlation analysis was employed to investigate the migration process of heavy metals. The results indicated that the soil heavy metal content followed the sequence of Zn (83.27 mg·kg−1) > Cu(29.88 mg·kg−1)> Pb(28.04 mg·kg−1)> As(16.83 mg·kg−1)>Cd(0.24 mg·kg−1), all exceeding the background values of soil environment. The content showed a negative correlation with Na2O and a highly significant positive correlation with K2O, CaO, MgO, Al2O3, TFe2O3, and Mn. Arsenic, copper, and zinc were primarily present in the residual state, lead in the reducible state had the highest proportion, and cadmium in the bioavailable state reached the highest proportion of 46.23%, indicating a high potential ecological risk. The distribution pattern of heavy metals in Bozhou peony was consistent with that in the soil, with average contents of Zn (26.5 mg·kg−1), Cu (5.2 mg·kg−1), Pb (0.1 mg·kg−1), As (0.08 mg·kg−1), and Cd (0.04 mg·kg−1), respectively. Bozhou peony showed a strong accumulation capacity for Zn, Cd, and Cu, but no heavy metal exceeding the standard was observed. Moreover, the risks of non-carcinogenic and carcinogenic effects caused by heavy metals in Bozhou peony were at relatively low levels. There was a weak positive correlation between the Cd content in Bozhou peony and the bioavailable state of Cd in the soil, while the bioavailable state of soil Cd was negatively correlated with pH value and positively correlated with organic matter content. Preventing soil acidification and applying organic fertilizer appropriately are effective ways to control the accumulation of Cd in Bozhou peony. The findings of this study are of significant importance for controlling the quality of Chinese medicinal materials from the source and ensuring the medicinal safety of Bozhou peony.
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Key words:
- soil /
- Bozhou peony /
- heavy metals /
- migration enrichment /
- potential risk.
-
图 2 土壤Mn、TFe2O3与重金属元素含量关系散点图
Figure 2. Scatter Plot of the relationship between soil Mn, TFe2O3, and heavy metal content
图 3 土壤Fe、Mn含量关系散点图
Figure 3. Scatter plot of the relationship between soil Fe and Mn content
图 5 重金属生物有效态及残渣态平均占比柱状图
Figure 5. Bar chart of average proportions of bioavailable and residual states of heavy metals
图 9 土壤重金属有效组分含量与亳白芍重金属含量对比
Figure 9. Comparison of bioavailable heavy metal content in soil and heavy metal content in Bozhou peony
表 1 土壤重金属参数及理化性质统计
Table 1. Statistics of soil heavy metal parameters and Physico-chemical properties in the study area
范围/（ mg·kg−1）Range 平均值/（ mg·kg−1）Mean 标准偏差/（ mg·kg−1）Standard deviation 变异系数/%Coefficient of variation 背景值/（ mg·kg−1）Background value 超背景值倍数Exceeds the background value multiple 风险筛选值/（ mg·kg−1）（pH>7.5）Screening value As 7.51—34.36 16.83 5.71 34 9.0 0.87 25 Cu 16.84—61.38 29.88 6.55 22 20.4 0.46 100 Cd 0.11—0.53 0.24 0.07 31 0.097 1.47 0.6 Pb 18.81—40.42 28.04 3.67 13 26.6 0.05 170 Zn 40.3—128.5 83.27 14.38 17 62 0.34 300 pH 8.2—8.7 8.4 0.1 1 — — — SOM/% 0.5—2.57 1.42 3.46 24 — — — 
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表 2 耕作层土壤重金属与氧化物含量Pearson相关系数
Table 2. Pearson correlation coefficients between soil heavy metals and oxide contents
K2O CaO Na2O MgO Al2O3 TFe2O3 Mn pH SOM As 0.180** 0.548** −0.415** 0.620** 0.689** 0.710** 0.523** −0.155 0.095 Cu 0.171** 0.522** −0.596** 0.551** 0.588** 0.852** 0.673** −0.247** 0.271** Cd 0.211** 0.302** −0.150* 0.296** 0.375** 0.295** 0.232** −0.374** 0.462** Pb 0.347** 0.334** −0.268** 0.383** 0.410** 0.509** 0.429** −0.403** 0.366** Zn 0.269** 0.314** −0.342** 0.587** 0.187** 0.453** 0.638** −0.330** 0.339** 注：**表示在 0.01 级别（双尾），相关性显著，P<0.01. *表示在0.05级别（双尾），相关性显著，P<0.05.
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表 3 亳白芍中重金属的HQ、HI、CR和TCR
Table 3. Heavy metal HQ、HI、CR and TCR in Bozhou peony
As Cu Cd Pb Zn HQ Range 0.022—0.84 0.033—0.129 0.008—0.096 0.001—0.046 0.025—0.09 HQ Mean 0.174 0.08 0.027 0.017 0.055 HI Range 0.15—0.999 HI Mean 0.352 CR Range 2.82×10−7—1.08×10−5 — 1.47×10−6—1.67×10−5 8.73×10−10—4.01×10−8 — CR Mean 2.24×10−6 — 4.7×10−6 1.47×10−8 — TCR Range 1.75×10−6—2.75×10−5 TCR Mean 6.95×10−6
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表 4 土壤-亳白芍系统Cd迁移Pearson相关性分析
Table 4. Correlation analysis of Cd migration in soil-Bozhou peony system
土壤全量CdCd Total amount of soil 亳白芍CdCd content of Bozhou peony Cd富集系数Cd BCF pH SOM 土壤全量CdCd Total amount of soil 1 0.312 −0.526** −0.374** 0.462** 亳白芍CdCd content of Bozhou peony 0.312 1 0.807** 0.022 0.217* 有效态CdCd content of bioavailable 0.458* 0.199 −0.196 −0.346 0.43 可还原态CdReducible Cd content 0.425 −0.098 −0.426 −0.029 −0.365 可氧化态CdOxidizable Cd content −0.07 0.259 0.448* −0.121 −0.137 残渣态CdResidual Cd content 0.549* 0.05 −0.224 −0.185 −0.269 Cd富集系数Cd BCF −0.526** 0.807** 1 0.213* −0.122 Cd有效态占比Cd proportion of bioavailable −0.026 0.123 0.019 −0.194 0.703** 注：**表示在 0.01 级别（双尾），相关性显著P<0.01. *表示在0.05级别（双尾），相关性显著P<0.05.
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[1] 费毅琴, 汪波, 朱海兰, 等. 我国部分地区中药材栽培土壤污染情况分析[J]. 中药材, 2020, 43(11): 2639-2643. FEI Y Q, WANG B, ZHU H L, et al. Analysis on soil pollution of traditional Chinese medicine cultivation in some areas of China[J]. Journal of Chinese Medicinal Materials, 2020, 43(11): 2639-2643 (in Chinese).
[2] TAPIA J, DAVENPORT J, TOWNLEY B, et al. Sources, enrichment, and redistribution of As, Cd, Cu, Li, Mo, and Sb in the Northern Atacama Region, Chile: Implications for arid watersheds affected by mining[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2018, 185: 33-51. doi: 10.1016/j.gexplo.2017.10.021 [3] 何溱, 李婷, 骆虹伶, 等. 地球化学元素高背景农作区土壤剖面重金属来源解析及污染评价[J]. 环境化学, 2023, 42(12): 4253-4263. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022053109 HE Z, LI T, LUO H L, et al. Source identification and pollution assessment of heavy metals in soil profile of agricultural area with high background of geochemical elements[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(12): 4253-4263 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022053109
[4] XIAO L, GUAN D S, PEART M R, et al. The respective effects of soil heavy metal fractions by sequential extraction procedure and soil properties on the accumulation of heavy metals in rice grains and brassicas[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2017, 24(3): 2558-2571. doi: 10.1007/s11356-016-8028-8 [5] SU H T, GUO P Y, ZHANG Y X, et al. Effects of planting patterns on trace metals in soils following wetland restoration[J]. CLEAN – Soil, Air, Water, 2018, 46(6): 1700338. doi: 10.1002/clen.201700338 [6] 李建昌, 刘欢, 熊萍萍, 等. 江西省中药材重金属污染现状分析及防控对策[J]. 现代农业科技, 2022(1): 76-79. doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2022.01.025 LI J C, LIU H, XIONG P P, et al. Current situation analysis of heavy metal pollution in Chinese medicinal materials and its prevention and control countermeasures in Jiangxi Province[J]. Modern Agricultural Science and Technology, 2022(1): 76-79 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1007-5739.2022.01.025
[7] 冯云霞, 朱旭, 张介眉. 100种常用药材重金属残留状况探析[J]. 中国药师, 2014, 17(10): 1696-1697,1704. FENG Y X, ZHU X, ZHANG J M. Study on heavy metal residues in 100 Chinese traditional medicine materials[J]. China Pharmacist, 2014, 17(10): 1696-1697,1704 (in Chinese).
[8] 张慧莉. 我国中药材中重金属污染现状分析及对策研究[J]. 山东化工, 2018, 47(1): 56-57. doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2018.01.023 ZHANG H L. Analysis of the current situation of heavy metal pollution in traditional Chinese medicine in China and research on countermeasures[J]. Shandong Chemical Industry, 2018, 47(1): 56-57 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2018.01.023
[9] 程志飞, 刘品祯, 吴迪. 部分市售药材重金属污染状况及健康风险评估[J]. 山东化工, 2021, 50(13): 263-265. doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2021.13.109 CHENG Z F, LIU P Z, WU D. Pollution status and health risks of heavy metals in some commercially available medicinal materials[J]. Shandong Chemical Industry, 2021, 50(13): 263-265 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2021.13.109
[10] 吴涵, 何忠俊, 孟溪, 等. 三七-土壤系统重金属分布特征及健康风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2023, 42(7): 1477-1486. doi: 10.11654/jaes.2022-1047 WU H, HE Z J, MENG X, et al. Distribution characteristics and health risk assessment of heavy metals in a Panax notoginseng-soil system[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2023, 42(7): 1477-1486 (in Chinese). doi: 10.11654/jaes.2022-1047
[11] 左甜甜, 张磊, 石上梅, 等. 10种根和根茎类中药材中重金属及有害元素的风险评估及最大限量理论值[J]. 药物分析杂志, 2020, 40(10): 1870-1876. ZUO T T, ZHANG L, SHI S M, et al. Risk assessment and theoretical limits for heavy metals and harmful elements in 10 types of root and rhizome Chinese medicinal materials[J]. Chinese Journal of Pharmaceutical Analysis, 2020, 40(10): 1870-1876 (in Chinese).
[12] SHEN Z J, XU D C, CHEN Y S, et al. Heavy metals translocation and accumulation from the rhizosphere soils to the edible parts of the medicinal plant Fengdan (Paeonia ostii) grown on a metal mining area, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 143: 19-27. doi: 10.1016/j.ecoenv.2017.04.042 [13] 赵蓉. 我国8种中药材重金属污染的系统评价[D]. 北京: 北京中医药大学, 2016. ZHAO R. Systematic evaluation of heavy metal pollution in 8 Chinese medicinal herbs in China[D]. Beijing: Beijing University of Chinese Medicine, 2016 (in Chinese).
[14] 王伟全, 徐冬莹, 黄青青, 等. 污灌区土壤—小麦系统中重金属富集特征及其对人体健康风险评价[J]. 环境化学, 2022, 41(10): 3231-3243. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021070604 WANG W Q, XU D Y, HUANG Q Q, et al. Characteristics of heavy metals in the soil-wheat system of sewage irrigation area and its health risk assessment[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(10): 3231-3243 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021070604
[15] NAN G J, GUO L Y, GAO Y Q, et al. Speciation analysis and dynamic absorption characteristics of heavy metals and deleterious element during growing period of Chinese peony[J]. International Journal of Phytoremediation, 2019, 21(14): 1407-1414. doi: 10.1080/15226514.2019.1633261 [16] 国家药典委员会. 中华人民共和国药典: 2020年版[M]. 北京: 中国医药科技出版社, 2020. National Pharmacopoeia Commission. Pharmacopoeia of the People's Republic of China (2020 edition)[M]. Beijing: China Press of Traditional Chinese Medicine, 2020(in Chinese).
[17] 燕傲蕾, 葛永斌, 蒲顺昌. 亳州药材主产区土壤重金属污染评价[J]. 阜阳师范学院学报(自然科学版), 2015, 32(1): 40-44. YAN A L, GE Y B, PU S C. Evaluation of heavy metal pollution on the Soil in major herbal medicine producing regions of Bozhou[J]. Journal of Fuyang Teachers College (Natural Science), 2015, 32(1): 40-44 (in Chinese).
[18] 钟源, 赵蓉, 李前慧, 等. 基于污染指数法的8种中药材重金属污染情况文献研究[J]. 中国中医药信息杂志, 2018, 25(5): 101-104. doi: 10.3969/j.issn.1005-5304.2018.05.022 ZHONG Y, ZHAO R, LI Q H, et al. Literature research in contamination index method to evaluate heavy metal contamination in eight kinds of Chinese materia Medica[J]. Chinese Journal of Information on Traditional Chinese Medicine, 2018, 25(5): 101-104 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1005-5304.2018.05.022
[19] 张松, 刘晓媛, 吴迪. 6种药食同源中药材重金属及健康风险评价[J]. 贵州师范大学学报(自然科学版), 2020, 38(6): 33-38. ZHANG S, LIU X Y, WU D. Heavy metal and health risk assessment of six edible traditional Chinese Herbal medicine[J]. Journal of Guizhou Normal University (Natural Sciences), 2020, 38(6): 33-38 (in Chinese).
[20] 李德成, 张甘霖, 王华, 等. 中国土系志. 安徽卷[M]. 北京: 科学出版社, 2017. LI D C, ZHANG G L, WANG H, et al. Soil Series of China: Anhui Volume[M]. Beijing: Science Press, 2017(in Chinese).
[21] 国家环境保护总局. 土壤环境监测技术规范: HJ/T 166—2004 S]. State Environmental Protection Administration. The Technical specification for soil environmental monitoring: HJ/T 166—2004[S] (in Chinese) .
[22] 生态环境部. 土壤 pH值的测定 电位法: HJ 962—2018[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2019. Soil—Determination of pH—Potentiometry: HJ 962—2018[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2019. (in Chinese)
[23] 中华人民共和国农业部. 土壤检测第6部分土壤有机质的测定: NY/T 1121.6—2006 S]. The Ministry of Agriculture of the People's Republic of China. Soil Testing Part 6: Method for determination of soil organic matter: NY/T 1121.6—2006[S] (in Chinese).
[24] 中华人民共和国环境保护部. 土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法: HJ 803—2016[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2016. Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China. Soil and sediment-Determination of aqua regia extracts of 12 metal elements-Inductively coupled plasma mass spectrometry: HJ 803—2016[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2016. (in Chinese)
[25] 国家质量监督检验检疫总局, 中国国家标准化管理委员会. 土壤和沉积物 13个微量元素形态顺序提取程序: GB/T 25282—2010[S]. 北京: 中国标准出版社, 2011. General Administration of Quality Supervision, Inspection and Quarantine of the People’s Republic of China, Standardization Administration of the People’s Republic of China. Soil and sediment—Sequential extraction procedure of speciation of 13 trace elements: GB/T 25282—2010[S]. Beijing: Standards Press of China, 2011. (in Chinese)
[26] 曹春, 张松, 张鹏, 等. 大宝山污灌区土壤-蔬菜系统重金属污染现状及其风险评价[J]. 农业环境科学学报, 2020, 39(7): 1521-1531. doi: 10.11654/jaes.2020-0001 CAO C, ZHANG S, ZHANG P, et al. Heavy metal contamination in soil–vegetable systems and its health risks in an area irrigated with acid mine drainage in Dabaoshan, Guangdong, China[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2020, 39(7): 1521-1531 (in Chinese). doi: 10.11654/jaes.2020-0001
[27] SUNDARAY S K, NAYAK B B, LIN S, et al. Geochemical speciation and risk assessment of heavy metals in the river estuarine sediments—a case study: Mahanadi basin, India[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(2/3): 1837-1846. [28] LIU J, ZHANG X H, TRAN H, et al. Heavy metal contamination and risk assessment in water, paddy soil, and rice around an electroplating plant[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2011, 18(9): 1623-1632. doi: 10.1007/s11356-011-0523-3 [29] 周亚龙, 杨志斌, 王乔林, 等. 雄安新区农田土壤-农作物系统重金属潜在生态风险评估及其源解析[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 2003-2015. ZHOU Y L, YANG Z B, WANG Q L, et al. Potential ecological risk assessment and source analysis of heavy metals in soil-crop system in Xiong’an new district[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 2003-2015 (in Chinese).
[30] 左甜甜, 王莹, 张磊, 等. 中药中外源性有害残留物安全风险评估技术指导原则[J]. 药物分析杂志, 2019, 39(10): 1902-1907. ZUO T T, WANG Y, ZHANG L, et al. Guideline of risk assessment of exogenous harmful residues in traditional Chinese medicines[J]. Chinese Journal of Pharmaceutical Analysis, 2019, 39(10): 1902-1907 (in Chinese).
[31] ZUO T T, JIN H Y, ZHANG L, et al. Innovative health risk assessment of heavy metals in Chinese herbal medicines based on extensive data[J]. Pharmacological Research, 2020, 159: 104987. doi: 10.1016/j.phrs.2020.104987 [32] United States Environmental Protection Agency. Guidelines for exposure assessment[S]. 1992. [33] United States Environmental Protection Agency. Arsenic in drinking water rule economic analysis[S]. 2000. [34] 朱美霖, 朱新忠, 冯宁川. 重金属在甘草中的健康风险评估及限量浓度测定[J]. 中成药, 2016, 38(8): 1771-1776. ZHU M L, ZHU X Z, FENG N C. Evaluation of health risks and determination of limited concentrations of heavy metals in Glycyrrhizae Radix et Rhizoma[J]. Chinese Traditional Patent Medicine, 2016, 38(8): 1771-1776 (in Chinese).
[35] United States Environmental Protection Agency. Risk assessment guidance for super fund: volume Ⅲ-Part A, process for conducting probabilistic risk assessment [R]. Washington, 2001. [36] United States Environmental Protection Agency. Risk-based concentration table[S]. 2000. [37] NSF International, Dietary supplement-standard 173 : Metal contaminant accepted level[S]. Ann Arbor, 2003. [38] United States Environmental Protection Agency. Guidance for performing aggregate exposure and risk assessments[S]. 1999. [39] United States Environmental Protection Agency. Guidelines for carcinogen risk assessment[S]. 1999. [40] United States Environmental Protection Agency(USEPA). EPA/600/R-09/052F Exposure Factors Handbook(Final Edition)[S]. Washington, DC: 2011. [41] 中国环境监测总站主编. 中国土壤元素背景值[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1990. China National Environmental Monitoring Center. Background Values of Soil Elements in China[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1990(in Chinese).
[42] 薛璇. 典型芍药科药材中物质成分、赋存特征及其环境健康研究[D]. 合肥: 中国科学技术大学, 2022. XUE X. Research of typical paeoniaceae medicinal material composition, occurrence characteristics and environmental health[D]. Hefei: University of Science and Technology of China, 2022 (in Chinese).
[43] 赵睿新. 环境污染化学[M]. 北京: 化学工业出版社, 2004. ZHAO R X. Environmental pollution chemistry[M]. Beijing: Chemical Industry Press, 2004(in Chinese). [封面照片] [44] 张喻娟, 韩丽, 杨明, 等. 同基原赤芍、白芍重金属检测异同的探究[J]. 中药与临床, 2015, 6(1): 13-15,3. ZHANG Y J, HAN L, YANG M, et al. Study on the difference and similarity of heavy metals detection between Chishao and Baishao of the same origin[J]. Pharmacy and Clinics of Chinese Materia Medica, 2015, 6(1): 13-15,3 (in Chinese).
[45] WANG C C, ZHANG Q C, YAN C G, et al. Heavy metal(loid)s in agriculture soils, rice, and wheat across China: Status assessment and spatiotemporal analysis[J]. Science of the Total Environment, 2023, 882: 163361. doi: 10.1016/j.scitotenv.2023.163361 [46] FENG J L. Trace elements in ferromanganese concretions, gibbsite spots, and the surrounding Terra rossa overlying dolomite: Their mobilization, redistribution and fractionation[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2011, 108(1): 99-111. doi: 10.1016/j.gexplo.2010.10.010 [47] GASPARATOS D. Sequestration of heavy metals from soil with Fe–Mn concretions and nodules[J]. Environmental Chemistry Letters, 2013, 11(1): 1-9. doi: 10.1007/s10311-012-0386-y [48] 胡青青, 沈强, 陈飞, 等. 重构土壤垂直剖面重金属Cd赋存形态及影响因素[J]. 环境科学, 2020, 41(6): 2878-2888. HU Q Q, SHEN Q, CHEN F, et al. Reconstructed soil vertical profile heavy metal Cd occurrence and its influencing factors[J]. Environmental Science, 2020, 41(6): 2878-2888 (in Chinese).
[49] 刘洁, 孙可, 韩兰芳. 生物炭对土壤重金属形态及生物有效性影响的研究进展[J]. 环境化学, 2021, 40(6): 1643-1658. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021011402 LIU J, SUN K, HAN L F. Effect of biochar on soil heavy metal speciation and bioavailability: A review[J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(6): 1643-1658 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021011402
[50] 林承奇, 胡恭任, 于瑞莲, 等. 九龙江表层沉积物重金属赋存形态及生态风险[J]. 环境科学, 2017, 38(3): 1002-1009. LIN C Q, HU G R, YU R L, et al. Speciation and ecological risk of heavy metals in surface sediments from Jiulong River[J]. Environmental Science, 2017, 38(3): 1002-1009 (in Chinese).
[51] YUAN G L, LIU C, CHEN L, et al. Inputting history of heavy metals into the inland lake recorded in sediment profiles: Poyang Lake in China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185(1): 336-345. doi: 10.1016/j.jhazmat.2010.09.039 [52] 马宏宏, 彭敏, 刘飞, 等. 广西典型碳酸盐岩区农田土壤-作物系统重金属生物有效性及迁移富集特征[J]. 环境科学, 2020, 41(1): 449-459. MA H H, PENG M, LIU F, et al. Bioavailability, translocation, and accumulation characteristic of heavy metals in a soil-crop system from a typical carbonate rock area in Guangxi, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(1): 449-459 (in Chinese).
[53] 张富贵, 彭敏, 王惠艳, 等. 基于乡镇尺度的西南重金属高背景区土壤重金属生态风险评价[J]. 环境科学, 2020, 41(9): 4197-4209. ZHANG F G, PENG M, WANG H Y, et al. Ecological risk assessment of heavy metals at township scale in the high background of heavy metals, southwestern, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(9): 4197-4209 (in Chinese).
[54] 成晓梦, 赵辰, 吴超, 等. 典型硫铁矿区农田土壤-作物系统重金属生态风险及迁移富集特征[J]. 环境科学, 2023, 44(11): 6309-6318. CHENG X M, ZHAO C, WU C, et al. Ecological risk assessment and migration and accumulation characteristics of heavy metals in farmland soil-crop system from typical pyrite mining area[J]. Environmental Science, 2023, 44(11): 6309-6318 (in Chinese).
[55] 李杰, 朱立新, 康志强. 南宁市郊周边农田土壤-农作物系统重金属元素迁移特征及其影响因素[J]. 中国岩溶, 2018, 37(1): 43-52. doi: 10.11932/karst2018y01 LI J, ZHU L X, KANG Z Q. Characteristics of transfer and their influencing factors of heavy metals in soil-crop system of peri-urban agricultural soils of Nanning, South China[J]. Carsologica Sinica, 2018, 37(1): 43-52 (in Chinese). doi: 10.11932/karst2018y01
[56] 田雨桐. 铅锌尾矿集中区周边土壤-作物系统重金属污染特征和环境风险评估[D]. 贵阳: 贵州大学, 2022. TIAN Y T. Heavy metal pollution characteristics and environmental risk assessment of soil crop system around lead-zinc tailings concentration area[D]. Guiyang: Guizhou University, 2022 (in Chinese).
[57] 程俊伟, 蔡深文, 黄明琴, 等. 贵州遵义锰矿区植物根际土壤中重金属形态迁移转化及风险评价[J]. 环境化学, 2022, 41(9): 2833-2841. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021050606 CHENG J W, CAI S W, HUANG M Q, et al. Heavy metal speciation migration transformation and risk assessment in plant rhizosphere soil of Zunyi manganese mineland, Guizhou[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(9): 2833-2841 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021050606
[58] 蓝小龙, 宁增平, 肖青相, 等. 广西龙江沉积物重金属污染现状及生物有效性[J]. 环境科学, 2018, 39(2): 748-757. LAN X L, NING Z P, XIAO Q X, et al. Spatial distribution, sources and bioavailability of heavy metals in the surface sediments of Longjiang River, Southern China[J]. Environmental Science, 2018, 39(2): 748-757 (in Chinese).
[59] OUYANG J F, LIU Z R, ZHANG L, et al. Analysis of influencing factors of heavy metals pollution in farmland-rice system around a uranium tailings dam[J]. Process Safety and Environmental Protection, 2020, 139: 124-132. doi: 10.1016/j.psep.2020.04.003 [60] 朱光旭, 肖化云, 郭庆军, 等. 铅锌尾矿污染区3种菊科植物体内重金属的亚细胞分布和化学形态特征[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 3054-3060. ZHU G X, XIAO H Y, GUO Q J, et al. Subcellular distribution and chemical forms of heavy metals in three types of composite plants from lead-zinc tailings area[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 3054-3060 (in Chinese).
[61] 杨秀敏, 任广萌, 李立新, 等. 土壤pH值对重金属形态的影响及其相关性研究[J]. 中国矿业, 2017, 26(6): 79-83. doi: 10.3969/j.issn.1004-4051.2017.06.015 YANG X M, REN G M, LI L X, et al. Effect of pH value on heavy metals form of soil and their relationship[J]. China Mining Magazine, 2017, 26(6): 79-83 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1004-4051.2017.06.015
[62] 余涛, 杨忠芳, 钟坚, 等. 土壤中重金属元素Pb、Cd地球化学行为影响因素研究[J]. 地学前缘, 2008, 15(5): 67-73. doi: 10.3321/j.issn:1005-2321.2008.05.007 YU T, YANG Z F, ZHONG J, et al. Factors affecting the geochemical behavior of heavy metal elements Pb and Cd in soil[J]. Earth Science Frontiers, 2008, 15(5): 67-73 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:1005-2321.2008.05.007
[63] 陈建斌. 有机物料对土壤的外源铜和镉形态变化的不同影响[J]. 农业环境保护, 2002, 21(5): 450-452. CHEN J B. Effects of organic matter on forms of added Cu and Cd and their dynamic transformation in soil[J]. Agro-environmental Protection, 2002, 21(5): 450-452 (in Chinese).
[64] 余贵芬, 蒋新, 孙磊, 等. 有机物质对土壤镉有效性的影响研究综述[J]. 生态学报, 2002, 22(5): 770-776. doi: 10.3321/j.issn:1000-0933.2002.05.021 YU G F, JIANG X, SUN L, et al. A review for effect of organic substances on the availability of cadmium in soils[J]. Acta Ecologica Sinica, 2002, 22(5): 770-776 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:1000-0933.2002.05.021
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